張 建，楊瑞東,2，陳 蓉*，彭益書

（1.貴州大學資源與環(huán)境工程學院，貴州 貴陽 550025；2.貴州大學喀斯特環(huán)境與地質(zhì)災害重點實驗室，貴州 貴陽 550025；3.貴州大學礦業(yè)學院，貴州 貴陽 550025）

貴州喀斯特地區(qū)土壤-辣椒體系重金屬元素的生物遷移積累特征

張 建1，楊瑞東1,2，陳 蓉3,*，彭益書1

（1.貴州大學資源與環(huán)境工程學院，貴州 貴陽 550025；2.貴州大學喀斯特環(huán)境與地質(zhì)災害重點實驗室，貴州 貴陽 550025；3.貴州大學礦業(yè)學院，貴州 貴陽 550025）

采集喀斯特地區(qū)（遵義蝦子與貴陽花溪）的辣椒及種植土壤樣品，利用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀和電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀檢測辣椒和土壤中13 種重金屬元素（As、Cd、Pb、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Tl、Co、Sb、Sn、Mn）的含量，探討土壤-辣椒體系重金屬元素的生物遷移積累特征。結果表明：與HJ/T 332—2006《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評價標準》相比，土壤中Cd平均含量超標了9.33%，點位超標率為57.89%。與GB 2762—2012《食品中污染物限量》相比，遵義地區(qū)辣椒中Cd含量部分超標，超標率為85.71%，花溪地區(qū)2 個辣椒樣品Cr含量超標，分別超標了15.36%和12.18%。辣椒的13 種重金屬生物富集系數(shù)大小順序為Cd＞Cu＞Zn＞Hg＞Sn＞Tl＞Mn＞Sb＞Ni＞Co＞Cr＞As＞Pb，辣椒Cd的生物富集系數(shù)為1.138，Pb的生物富集系數(shù)為0.001 9。辣椒中Co、Ni、Sn含量與土壤對應金屬含量呈顯著正相關（P＜0.05），其余重金屬含量與土壤對應元素含量無顯著相關性（P＞0.05）。食用辣椒途徑的Cd和Cr每周重金屬攝入量遠小于世界衛(wèi)生組織提出的專門針對敏感人群臨時性每周人體可耐受攝入量，辣椒Cd、Cr超標不會對人體健康造成影響。在貴州喀斯特Cd高背景值地區(qū)種植辣椒應注重辣椒對Cd的富集。

辣椒；種植土壤；重金屬；生物富集；喀斯特地區(qū)

土壤中的重金屬元素可通過土壤-農(nóng)作物體系積累于農(nóng)產(chǎn)品中，對農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)產(chǎn)生危害，還可通過食物鏈的傳遞作用進入人體，對人體健康造成影響。重金屬元素在農(nóng)作物及農(nóng)產(chǎn)品中的殘留和富集已引起全球廣泛關注[1-6]。例如在厄瓜多爾南部由于農(nóng)用地土壤Cd污染已經(jīng)造成可可豆中Cd的積累，19 個樣品中12 個樣品Cd含量超過歐盟標準（0.6 mg/kg）[7]。在印度旁遮普省種植的車軸草地上部分Cr、Cu、Cd、Co的生物富集系數(shù)多數(shù)大于1，最高生物富集系數(shù)為Co的4.625，且作為動物飼料的原料使用時可能是不安全的[8]。在馬來西亞半島重金屬污染區(qū)生長的積雪草根部對重金屬生物富集系數(shù)大小順序為Zn（2.76）＞Cd（0.87）＞Ni（0.85）＞Pb（0.42）＞Cu（0.28）＞Fe（0.03），且通過目標危害指數(shù)評估健康風險，發(fā)現(xiàn)消費積雪草已提高了Pb的毒性風險[9]?，F(xiàn)階段國內(nèi)對蔬菜、農(nóng)產(chǎn)品重金屬研究主要以污染調(diào)查、評價為主，缺少對農(nóng)作物大規(guī)模種植區(qū)內(nèi)土壤-蔬菜點對點采樣的重金屬遷移積累方面的研究，特別是在貴州喀斯特地區(qū)特色農(nóng)作物辣椒種植區(qū)范圍內(nèi)。

辣椒是我國重要的經(jīng)濟作物之一，貴州省的辣椒在種植面積、加工規(guī)模、市場集散方面均居全國首位[10]。貴州的特色辣椒主要種植分布于貴州遵義蝦子一帶，此外還有貴陽花溪、畢節(jié)大方、安順平壩等地[11-13]。已有研究表明辣椒對重金屬Cd的富集能力較強[3-4,14-15]。貴州屬于Cd的地球化學異常區(qū)，土壤Cd平均含量為0.659 mg/kg[16-17]，遠高于我國耕地土壤Cd平均含量（0.27 mg/kg）[17]，但目前對貴州省辣椒中Cd和其他重金屬的積累研究較少?；诖?，本研究通過對貴州2 個典型辣椒種植區(qū)（遵義蝦子、貴陽花溪）的辣椒可食用部分及其種植土壤的重金屬元素含量進行調(diào)查分析，探討耕地土壤-辣椒體系中重金屬元素的分布、積累特征。研究結果可了解貴州主要辣椒種植區(qū)土壤及辣椒的重金屬含量現(xiàn)狀，為貴州省農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全、人體健康風險評估、耕地土壤環(huán)境質(zhì)量評價等提供參考。

1 材料與方法

1.1 材料與試劑

樣品采集：在辣椒成熟待收季節(jié)（2015年8月）于遵義蝦子和貴陽花溪兩個地區(qū)進行采樣，單個采樣點在3 m范圍內(nèi)采集辣椒可食用部分及種植土壤。遵義蝦子采樣區(qū)長40 km左右，沿深溪鎮(zhèn)、蝦子鎮(zhèn)、新舟鎮(zhèn)、鄭場鎮(zhèn)和洋川鎮(zhèn)一線分布，采用蛇形布點法采樣，樣品點間距約3 km。貴陽花溪采樣區(qū)位于馬場鎮(zhèn)林卡村、佳林村境內(nèi)，樣品點間距約2 km，單個采樣點的土壤樣采用對角線采樣法，采樣深度30 cm，不同深度均勻取樣混合后，再將5 個點進行混合即得單點的土樣。采集的辣椒及土壤裝入聚乙烯塑料自封袋內(nèi)，依次編號，運回實驗室。其中1～14號采樣點位于遵義蝦子一帶辣椒種植區(qū)，15～19號采樣點位于貴陽花溪的佳林村和林卡村種植區(qū)。

HNO3、HClO4、HCl、HF均為優(yōu)級純。

1.2 儀器與設備

Elan 9000型電感耦合等離子體質(zhì)譜儀 美國珀金埃爾默股份有限公司；VISTA型電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀 美國瓦里安公司；DFT-100型手提式高速萬能粉碎機 浙江省溫嶺市林大機械有限公司；DHG-9070型恒溫鼓風干燥箱 上海予英儀器有限公司；PHS-3E型精密酸度計 上海儀電科學儀器股份有限公司。

1.3 方法

1.3.1 樣品處理

所有辣椒樣品采用自來水沖洗3 遍，再用去離子水（18.2 MΩ·cm、25 ℃）沖洗3 遍，置于恒溫鼓風干燥箱中于40 ℃烘干至恒質(zhì)量，去除辣椒果實的胎座，采用DFT-100手提式高速萬能粉碎機磨碎，過200 目尼龍篩，裝入聚乙烯塑料自封袋中，做好標記，密封保存。

土壤樣在風干過程中剔除植物殘根、碎石等，置于恒溫鼓風干燥箱中于40 ℃烘干至恒質(zhì)量，采用瑪瑙研磨磨細，過200 目尼龍篩，裝入聚乙烯塑料自封袋中，做好標記，密封保存。

1.3.2 重金屬元素含量檢測

辣椒樣品與土壤樣品的13 種重金屬元素（As、Cd、Pb、Hg、Cr、Cu、Zn、Ni、Tl、Co、Sb、Sn、Mn）的含量測定均在澳實分析檢測（廣州）有限公司完成。

辣椒樣品采用稀HNO3消解、HCl定容。土壤樣品做2 份測定，一份采用王水消解，去離子水定容，另一份采用HNO3-HClO4-HF-HCl消解，稀HCl定容，每個樣品均采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀和電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀檢測。土壤與去離子水質(zhì)量比為1∶2.5，用pH計測定土壤pH值。

1.3.3 辣椒重金屬的健康風險評估

每人每周重金屬攝入量（provisional weekly intakes，PWI）可按公式（1）計算。

式中：X為辣椒果實中重金屬的含量/（μg/g）；攝入速率（intake rate，IR）/（g/周）（貴州年人均干辣椒消費量為2.5 kg左右，每人每周消費干辣椒約為47.9 g[18]）；mb為人體質(zhì)量，以60 kg計。

1.3.4 重金屬元素的生物富集系數(shù)計算

重金屬元素在土壤-辣椒體系中的生物富集系數(shù)（bioconcentration factor，BCF）采用公式（2）[19]計算。

式中：X辣椒為辣椒果實中重金屬元素的含量/（mg/kg），X土壤為土壤中同一重金屬元素的含量/（mg/kg）。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計

數(shù)據(jù)采用Excel 2003、SPSS 19.0、Origin 9.0、Coreldraw X2等軟件進行統(tǒng)計分析。

2 結果與分析

2.1 土壤樣品中重金屬元素的含量

各采樣點耕地土壤樣品中重金屬元素的含量列于表1中，將19 個采樣點土壤樣品的13 種重金屬含量數(shù)據(jù)利用Kolmogorov-Smirnov檢驗方法進行正態(tài)分布檢驗，漸進顯著性（雙側）值P均大于顯著性水平（α＝0.01），說明13 種重金屬元素的含量數(shù)據(jù)均服從正態(tài)分布。與貴州省A層土壤背景值[16]相比，土壤中Cu、Zn、Ni、Co、Mn平均含量分別超出了貴州省A層土壤背景值的66%、1.5%、10%、5%、1%，其余重金屬元素含量均低于貴州省A層土壤背景值。與HJ/T 332—2006《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評價標準》[20]相比，土壤中僅Cd元素的平均含量超標，樣品中含量最高的超標了84.33%，樣品平均含量超標了9.33%，點位超標率為57.89%，其余重金屬元素平均含量均達標。土壤樣品中13種重金屬元素的變異系數(shù)在24.4%～56.8%之間，屬于中等變異，說明土壤重金屬元素在空間分布上存在不均勻性。

表1 各采樣點耕地土壤樣品中重金屬元素的含量Table 1 Concentrations of heavy metals in all arable soil samples collected

采用內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法[21]進行土壤重金屬污染程度評價，結果見表2。所有樣品點土壤綜合污染指數(shù)在0.54～1.44之間，平均值為0.94，表明研究區(qū)土壤總體處于警戒線范圍內(nèi)，9 個土壤樣品的重金屬污染程度為輕度污染。1～14 號采樣點采集于遵義蝦子一帶，輕度污染的樣品數(shù)為4，在遵義蝦子地區(qū)占28.57%，比例較小，這可能與當?shù)貫閭鹘y(tǒng)農(nóng)業(yè)耕作區(qū)，基本沒有工業(yè)，人類活動影響較小有關。采樣點15～19采集于貴陽花溪，均為輕度污染，這可能與花溪處于城郊區(qū)，交通、工廠等人類活動較頻繁有關。

表2 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)評價結果Table 2 Results of evaluation by Nemerow comprehensive pollution index

2.2 辣椒果實中重金屬元素含量及評價

表3 各采樣點辣椒中重金屬元素的含量（以鮮質(zhì)量計）Table 3 Concentrations of heavy metals in Capsicum annuum L. from various sampling point (on a fresh weight basis)

辣椒可食用部分重金屬含量的調(diào)查與分析對保護居民人體健康有著重要的意義。兩個辣椒種植區(qū)采樣點對應的辣椒果實重金屬含量以鮮質(zhì)量計（表3）。將遵義蝦子地區(qū)（n＝14）和貴陽花溪地區(qū)（n＝5）辣椒中13 種重金屬含量數(shù)據(jù)利用Kolmogorov-Smirnov檢驗方法進行正態(tài)分布檢驗，漸進顯著性（雙側）值P均大于顯著性水平（α＝0.01），說明辣椒中13 種重金屬元素的含量數(shù)據(jù)均服從正態(tài)分布。與GB 2762—2012《食品安全國家標準食品中污染物限量》[22]相比較，遵義地區(qū)辣椒14 個樣品中12 個辣椒樣品Cd含量超標，點位超標率85.71%，平均含量超標了76.8%，樣品中含量最高的超標了276.6%，遵義地區(qū)辣椒樣品中As、Pb、Hg、Ni、Sn、Cr含量均未超標，表明地球化學異常區(qū)辣椒中Cd含量存在超標現(xiàn)象，應引起相關部門重視。貴陽花溪地區(qū)所有辣椒樣品As、Pb、Hg、Cd、Ni、Sn、Cr平均含量均未超標，僅2 個樣品的Cr含量超標，分別超標了15.36%和12.18%。

2.3 兩地區(qū)土壤及辣椒中重金屬元素含量比較

圖1呈現(xiàn)了遵義蝦子和貴陽花溪兩地區(qū)土壤（圖1A）及辣椒（圖1B）中重金屬元素平均含量的差異。從圖1A中可看出，貴陽花溪地區(qū)土壤中的重金屬Cd、As、Cr、Cu、Pb、Zn、Tl、Co、Ni、Sb、Sn、Mn含量高于遵義蝦子地區(qū)，而土壤中的Hg含量則表現(xiàn)為遵義蝦子地區(qū)（0.102 mg/kg）高于貴陽花溪地區(qū)（0.099 mg/kg），可能是由于貴陽花溪處于省會城市貴陽城郊，交通、工業(yè)等人類活動較頻繁導致。兩地區(qū)所產(chǎn)的辣椒可食用部分重金屬Mn、Sn、Sb、Ni、Co、Tl、Zn、Cu、Cr、As含量表現(xiàn)出與土壤相似的特征，為貴陽花溪地區(qū)高于遵義蝦子地區(qū)，即土壤中重金屬元素的含量越高，辣椒中重金屬的含量亦高，而Cd、Pb、Hg含量則表現(xiàn)為土壤中含量高的地區(qū)，而辣椒中這些元素含量卻較低的特點（圖1B），這可能與這些重金屬元素在土壤中的生物有效性、形態(tài)、土壤理化性質(zhì)、辣椒品種等有關。

圖1 兩地區(qū)土壤（A）及辣椒（B）重金屬元素含量Fig. 1 Comparison of heavy metal concentrations in soil (A) and Capsicum annuum L. (B) from two karst areas

2.4 重金屬元素在辣椒中的積累

表4 各采樣點辣椒的重金屬BCFTable 4 BCF of heavy metals in Capsicum annuum L. from different sampling points

兩地區(qū)不同采樣點辣椒的BCF列于表4，利用Kolmogorov-Smirnov檢驗對辣椒的BCF進行正態(tài)分布檢驗，漸進顯著性（雙側）值P均大于顯著性水平（α＝0.01），表明辣椒13 種重金屬的BCF均服從正態(tài)分布。從表4可看出，辣椒對重金屬元素的生物富集能力大小順序為Cd＞Cu＞Zn＞Hg＞Sn＞Tl＞Mn＞Sb＞Ni＞Co＞Cr＞As＞Pb，研究結果與李非里[2]和王大州[23]等的報道基本一致。與江水英等[24]的報道結果不一致，其報道的辣椒果實BCF為Zn（0.31）＞Cd（0.22）＞Pb（0.12）＞Cu（0.03），可能是因為其研究區(qū)為江西貴溪冶煉廠周邊，果實中的重金屬有大氣來源，也可能是相似生物地球化學性質(zhì)的重金屬元素間的“拮抗”作用導致[25]。本實驗中在9號采樣點辣椒Cd元素的BCF最大，為2.633，1號采樣點辣椒Pb元素BCF最小，為0.000 5，且Cd平均BCF最大，Pb平均BCF最小，說明了土壤中重金屬Cd的生物有效性最強，而Pb的生物可利用性最弱。

BCF越大，重金屬元素遷移進入辣椒體內(nèi)的能力就越強。因此，Cd、Cu、Zn、Hg很容易被辣椒吸收進而富集在辣椒的果實中，人類通過飲食途徑可能會使辣椒中這些重金屬在人體內(nèi)積累，進而增加人體健康風險。由于辣椒對Cd、Cu、Zn、Hg的BCF較大，從另一角度也可認為辣椒是重金屬元素Cd、Cu、Zn、Hg的耐性植物。

圖2 兩地區(qū)辣椒重金屬元素平均BCFFig. 2 Average BCF of heavy metals in Capsicum annuum L. from two karst areas

貴陽花溪和遵義蝦子兩地區(qū)辣椒的平均BCF見圖2，可看出，辣椒對As、Hg、Cr、Sb、Sn的富集程度表現(xiàn)為貴陽花溪地區(qū)高于遵義蝦子地區(qū)，而辣椒對Cd、Pb、Cu、Zn、Ni、Tl、Co、Mn的富集程度則表現(xiàn)為遵義蝦子地區(qū)高于貴陽花溪地區(qū)，表明就同一重金屬元素而言，貴陽花溪和遵義蝦子兩地區(qū)的辣椒的BCF存在不同，這可能與兩地區(qū)的土壤理化性質(zhì)、土壤元素有效態(tài)、辣椒品種等因素有關。

2.5 辣椒重金屬含量與土壤重金屬含量及pH值的相關性

表5 辣椒重金屬含量、土壤重金屬含量及土壤pH值的Pearson相關系數(shù)Table 5 Pearson correlation coefficients between heavy metals in Capsicum annuum L. and heavy metals and pH in soil

經(jīng)Kolmogorov-Smirnov檢驗辣椒重金屬元素含量、土壤重金屬元素含量、土壤pH值均服從正態(tài)分布（α＝0.01），則辣椒重金屬與土壤重金屬元素含量及土壤pH值構成的二元分布也服從正態(tài)分布，因此可用Pearson相關系數(shù)來描述其相關性。由表5可看出，除了Co、Ni、Sn以外，辣椒中大多數(shù)元素含量與土壤中相應元素無顯著相關性（P＞0.05），反映了辣椒果實中的重金屬元素雖然主要來自于土壤，但是由于地球化學性質(zhì)、土壤元素的有效態(tài)、土壤理化性質(zhì)、辣椒品種等存在差異而導致辣椒中多數(shù)重金屬元素含量與土壤中相應元素的含量無顯著相關性（P＞0.05）。辣椒中多數(shù)重金屬元素含量與土壤pH值呈負相關，說明重金屬在偏酸性的土壤環(huán)境中有效性更強。

2.6 辣椒重金屬的健康風險

遵義蝦子地區(qū)辣椒存在Cd超標現(xiàn)象，貴陽花溪地區(qū)辣椒存在個別樣品Cr超標現(xiàn)象。因此，對貴州居民食用兩地區(qū)辣椒的Cd和Cr暴露的健康風險進行評估，世界衛(wèi)生組織建議的總Cr參考攝入量為每人200～500 μg/d[23]，從健康角度出發(fā)，以最小值200 μg/d為參照，人體質(zhì)量以60 kg計，則Cr專門針對敏感人群的臨時性每周人體可耐受攝入劑量（provisional tolerable weekly intake，PTWI）為23.3 μg/kg，Cd的PTWI為6.7 μg/kg[23]。

計算結果表明，貴州居民通過食用遵義蝦子地區(qū)和貴陽花溪地區(qū)辣椒的Cd的PWI在0.10～0.56 μg/kg mb之間，平均為0.26 μg/kg mb，僅占Cd的PTWI的1.49%～8.36%，平均為3.88%。Cr的PWI在0.16～3.03 μg/kg mb之間，平均為0.67 μg/kg mb，僅占Cr的PTWI的0.69%～13.00%，平均為2.88%。

3 討 論

貴州是Cd的地球化學異常區(qū)，且以省為單元。由于近年來礦產(chǎn)資源開發(fā)與冶煉導致貴州地區(qū)重金屬污染嚴重，貴州耕地土壤Cd含量在0.6～1.0 mg/kg之間[17]。此外，不同樣品點重金屬元素含量高低差異還與人類活動強度差異、地質(zhì)背景來源密切相關[26]。采樣點15～19號的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法評價結果均為輕度污染，這可能與花溪處于城郊區(qū)，交通、工廠、汽車尾氣、化學肥料等人類活動較頻繁有關。1～14號采樣點位于遵義蝦子一帶，僅有4件樣品為輕度污染級別，僅占遵義蝦子地區(qū)樣品點的28.57%，這可能與當?shù)貫閭鹘y(tǒng)農(nóng)業(yè)耕作區(qū)、人類活動影響較小、基本沒有工業(yè)有關，此外，可能與遵義蝦子地區(qū)三疊系地層無礦化作用有關。

重金屬Cd、Pb、Hg表現(xiàn)為土壤中含量高的地區(qū)，而辣椒中相應元素含量卻不高，其余重金屬呈現(xiàn)土壤元素含量高，辣椒中元素含量也高的特點。有研究表明，植物可吸收大氣Hg，也可吸收土壤Hg，當植物主要吸收大氣Hg時，其地上部分Hg含量高于根部；當植物主要吸收土壤Hg時，則根部Hg含量高于地上部分Hg含量[27]。江水英等[24]研究發(fā)現(xiàn)在貴溪冶煉廠周邊菜園地重金屬Cu、Pb、Cd、Zn在辣椒植株葉部均比莖部含量高，而就莖-葉間的遷移系數(shù)來說，均表現(xiàn)為富集，認為極有可能與當?shù)卮髿馕廴居嘘P。汽車廢氣對植物的Pb污染有附在葉面的粉塵和吸收在葉內(nèi)的可溶態(tài)2 種形式，隨著與高速公路距離的增加，土壤和大部分蔬菜Pb含量降低；大氣顆粒物富集Zn、Cd、Pb、Mn，大氣中Cd含量與蔬菜葉中Cd含量有顯著的正相關性[28-30]。雖然有研究表明蔬菜中重金屬存在大氣來源，然而大氣顆粒也是土壤風塵顆粒，其組成元素與土壤相似，此外，植物中重金屬的吸收還與土壤中重金屬的形態(tài)、土壤pH值、植物的元素富集特征有關系[31-32]。因而呈現(xiàn)出部分樣品點土壤中元素含量高的地區(qū)，辣椒中相應元素含量卻不高的現(xiàn)象。

計算結果表明，通過食用貴陽花溪和遵義蝦子兩地區(qū)辣椒途徑所攝入Cr和Cd的PWI遠遠小于世界衛(wèi)生組織提出的專門針對敏感人群的PTWI，表明通過食用含有超標Cd、Cr的辣椒不會對人體健康造成影響。但是辣椒對Cd的富集問題不容忽視，花溪地區(qū)土壤重金屬含量普遍高于遵義地區(qū)，城郊區(qū)土壤環(huán)境重金屬污染防治工作應該引起相關部門的重視。

4 結 論

與貴州省A層土壤背景值相比，辣椒種植區(qū)土壤Cu、Zn、Ni、Co、Mn平均含量分別超出其66%、1.5%、10%、5%、1%；與食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評價標準相比，土壤平均含量僅Cd元素超標，平均含量超標9.33%，點位超標率為57.89%。

遵義蝦子辣椒Cd含量部分超標，點位超標率為85.71%。貴陽花溪辣椒僅2 個樣品的Cr元素超標，分別超標了15.36%和12.18%，通過食用貴陽花溪和遵義蝦子辣椒途徑所攝入Cr和Cd的PWI遠小于世界衛(wèi)生組織提出的專門針對敏感人群的PTWI，通過食用含有超標重金屬Cd、Cr的辣椒不會對人體健康造成影響，但在貴州喀斯特Cd高背景值地區(qū)種植辣椒應重視辣椒對Cd的富集。

辣椒重金屬的BCF大小順序為Cd＞Cu＞Zn＞Hg＞Sn＞Tl＞Mn＞Sb＞Ni＞Co＞Cr＞As＞Pb，辣椒對Cd的富集能力最強，BCF為1.138，Pb富集能力最小，BCF為0.001 9。辣椒中Co、Ni、Sn含量分別與土壤Co、Ni、Sn含量呈顯著正相關（P＜0.05），辣椒中As、Cd、Pb、Hg、Cr、Cu、Zn、Tl、Sb、Mn含量與土壤中對應元素含量無顯著相關性（P＞0.05）。

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Bioconcentration of Heavy Metals in Soil-Capsicum annuum L. System in Karst Areas of Guizhou Province

ZHANG Jian1, YANG Ruidong1,2, CHEN Rong3,*, PENG Yishu1

(1. College of Resource and Environmental Engineering, Guizhou University, Guiyang 550025, China;2. Key Laboratory of Karst Environment and Geohazard, Guizhou University, Guiyang 550025, China;3. College of Mining, Guizhou University, Guiyang 550025, China)

Capsicum annuum L. and corresponding soil samples were collected from different karst areas of Guizhou province (Xiazi town, Zunyi city and Huaxi county, Guiyang city). The concentrations of 13 heavy metals (As, Cd, Pb, Hg,Cr, Cu, Zn, Ni, Tl, Co, Sb, Sn and Mn) in plants and soil samples were determined using inductively coupled plasma mass spectrometry and inductively coupled plasma atomic emission spectrometry. The bioconcentration factors in Capsicum annuum L. were calculated. The results showed that average Cd concentration in soil was 9.33% higher than the Farmland Environmental Quality Evaluation Standard for Edible Agricultural Products (HJ/T 332-2006), and the percentage of samples whose Cd concentration exceeded the standard was 57.89%. Cd concentration in Capsicum annuum L. from Zunyi was higher than the Maximum Levels of Contaminants in Foods (GB 2762-2012), and the percentage of samples whose Cd concentration exceeded the standard was 85.71%. Cr concentrations in only two samples from Huaxi were over the standard limit, which were 15.36% and 12.18%, respectively. Besides, bioconcentration factors (BCF) for 13 heavy metals in Capsicum annuum L. showed a decreasing order of Cd 〉 Cu 〉 Zn 〉 Hg 〉 Sn 〉 Tl 〉 Mn 〉 Sb 〉 Ni 〉 Co 〉 Cr 〉 As 〉 Pb.The BCF of Cd in Capsicum annuum L. was 1.138, and the BCF of Pb was 0.001 9. Furthermore, the concentrations of Co,Ni and Sn in Capsicum annuum L. were significantly positively correlated with their contents in soil (P 〈 0.05). However,for the other elements, there were no significant correlations between their contents in Capsicum annuum L. and soil(P 〉 0.05). The provisional weekly intakes of Cr and Cd through the consumption of Capsicum annuum L. were much lower than the provisional tolerable weekly intakes for sensitive populations recommended by the WHO, and had no harmful effects on human health. Because of high Cd background values in karst areas of Guizhou province, attention should be paid to Cd enrichment in Capsicum annuum L. during the process of cultivation.

Capsicum annuum L.; planting soil; heavy metal; bioconcentration; karst area

2016-09-07

國家自然科學基金地區(qū)科學基金項目（41463009；41563011）；貴州省重點學科建設項目（ZDXK[2015]20）；貴州省教育廳創(chuàng)新群體重大研究項目（黔教合KY字[2016]024）；貴州大學國內(nèi)一流學科生態(tài)學建設項目；貴州大學2016年研究生創(chuàng)新基金項目（研理工2016037）

張建（1991—），男，博士研究生，研究方向為環(huán)境地球化學。E-mail：jzhanggzdxhjkx@163.com

*通信作者：陳蓉（1964—），女，教授，學士，研究方向為農(nóng)業(yè)地質(zhì)學。E-mail：re.rchen@gzu.edu.cn

10.7506/spkx1002-6630-201721028

X503.1

A

1002-6630（2017）21-0175-07

張建, 楊瑞東, 陳蓉, 等. 貴州喀斯特地區(qū)土壤-辣椒體系重金屬元素的生物遷移積累特征[J]. 食品科學, 2017, 38(21):175-181.

10.7506/spkx1002-6630-201721028. http://www.spkx.net.cn

ZHANG Jian, YANG Ruidong, CHEN Rong, et al. Bioconcentration of heavy metals in soil-Capsicum annuum L. system in karst areas of Guizhou province[J]. Food Science, 2017, 38(21): 175-181. (in Chinese with English abstract) DOI:10.7506/spkx1002-6630-201721028. http://www.spkx.net.cn