羅沐欣鍵，柴冠群，劉桂華，秦 松，楊嬌嬌，范成五

（貴州省土壤肥料研究所，貴州 貴陽 550025）

重金屬一般指相對密度在4.0以上的60種元素或相對密度在5.0 以上的45 種元素[1]，如鎘（Cd）、汞（Hg）、砷（As）、鉛（Pb）、鉻（Cr）、鋅（Zn）等。由重金屬造成的污染是目前我國土壤環(huán)境正面臨的重大問題[2-6]。重金屬難以徹底分解，可隨食物鏈傳遞產(chǎn)生生物放大效應(yīng)，最終大量進入人體，破壞機體器官或神經(jīng)系統(tǒng)，引發(fā)病癥[7-9]。

聯(lián)合國糧食及農(nóng)業(yè)組織數(shù)據(jù)顯示，2020 年全球辣椒種植面積為2.0×106hm2，產(chǎn)量約3.9×107t，是世界上產(chǎn)量最大的調(diào)味型蔬菜作物；2020 年中國辣椒種植面積為8.1×105hm2，產(chǎn)量約2.0×107t，遠超其他國家。2020 年貴州辣椒種植面積為3.6×105hm2，產(chǎn)量約7.2×106t，居全國首位，大量貴州辣椒及其制品在全國流通[10]。國內(nèi)喜辣人群占比達40%，辣椒質(zhì)量直接關(guān)系到我國人民的健康狀況[11]。

大量研究指出，辣椒對重金屬存在較強的吸收和累積能力。王大州等[12]通過野外調(diào)查發(fā)現(xiàn)，As、Cr易于在辣椒體內(nèi)蓄積；陳玉梅等[13]通過辣椒盆栽試驗發(fā)現(xiàn)，辣椒果實Cd 累積量可達23.93 mg/kg；李富榮等[14]對菜地辣椒、土壤采樣并研究后發(fā)現(xiàn)，茄果類蔬菜植株P(guān)b 超標率高于土壤Pb 超標率，在土壤Pb不超標的情況下，辣椒Pb 超標率達2.86%。作為重金屬地質(zhì)高背景區(qū)，且受工礦企業(yè)生產(chǎn)活動的影響，貴州省耕地土壤普遍存在一定程度重金屬污染[15-17]。貴州省平均海拔1 000 m，面積最大的土類為黃壤，占比為38.7%[18]。中低海拔黃壤區(qū)是貴州辣椒典型種植區(qū)域，而重金屬在此環(huán)境中土壤和辣椒間的遷移轉(zhuǎn)運規(guī)律尚不明確。因此，針對中低海拔黃壤區(qū)土壤及辣椒植株進行重金屬含量調(diào)查分析，探究重金屬在土壤-辣椒系統(tǒng)中的遷移累積規(guī)律，可為此類區(qū)域土壤的安全利用與治理修復(fù)工作提供理論支撐。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)地處貴州省綏陽縣黃楊鎮(zhèn)，位置坐標為27°55′01.07″～28°17′12.52″ N、107°3′40.71″～107°12′53.29″ E，試驗地塊海拔為764～1 067 m，周邊無工礦企業(yè)。綏陽縣地處貴州省北部，屬亞熱帶季風氣候，海拔為527～1 802 m，年平均氣溫在11.5～17.5 ℃，降雨量為900～1 250 mm。全縣有煤、鐵、硫酸鉀、鉛鋅、石膏、瓷土礦等幾十種礦產(chǎn)資源。其中，煤炭儲量較大。綏陽縣辣椒種植規(guī)模約2萬hm2，小 米 椒（Capsicum frutescensL.）、朝 天 椒1 號（Capsicum annuumL.var.conoides（Mill.）Irish No.1）、朝天椒2 號（Capsicum annuumL.var.conoides（Mill.）Irish No.2）和二荊條（Capsicum annuumL.）為當?shù)刂髟云贩N，耕地土壤類型主要為黃壤。

1.2 樣品采集

于2019 年8 月在研究區(qū)進行田間采樣，采樣方案為每個辣椒品種選擇5 個栽種地塊，地塊編號為1—5（表1）。每個地塊采取3 株完整的辣椒植株（含根、莖、葉、果實），同時收集其根際土壤。共采集60 個辣椒植株，分別為小米椒15 株、朝天椒1 號15株、朝天椒2號15株、二荊條15株。

表1 研究區(qū)樣品采集情況Tab.1 Sample collection situation in study area

1.3 前處理與分析方法

植物樣品經(jīng)超聲清洗后擦拭干凈，按根、莖、葉分開后稱鮮質(zhì)量，再置于50 ℃烘箱中烘干，稱干質(zhì)量后計算出植株含水率。土壤樣品經(jīng)自然風干后磨細，過孔徑0.1mm篩網(wǎng)裝袋備用。

土壤重金屬測定：準確稱量0.5 g 土壤樣品于50 mL聚四氟乙烯坩堝中，加入20 mL體積比3∶1的濃鹽酸與濃硝酸，蓋好后置于電熱板上，調(diào)節(jié)溫度使樣品溶液在微沸狀態(tài)下回流至澄清，取下蓋子趕酸。趕酸完成后加入0.5 mL 濃硝酸和20 mL 水，復(fù)溶1～2 min，然后轉(zhuǎn)移定容。用電感耦合等離子體質(zhì)譜法（ICP-MS）測定消解液中Cd、As、Pb、Cr、Zn元素含量。

植物重金屬測定：準確稱量0.5 g植物樣品于聚四氟乙烯消解罐中，加入5 mL 體積比4∶1 的硝酸-高氯酸混合酸，用微波消解儀消解。完成后取出內(nèi)罐放于電熱板上加熱趕酸，之后轉(zhuǎn)移定容。用ICPMS測定消解液中Cd、As、Pb、Cr、Zn元素含量。

土壤重金屬有效態(tài)測定：稱取1.97 g DTPA（二乙烯三胺五乙酸）置于燒杯中，溶于TEA（三乙醇胺）后加入少量超純水，將1.47 g的CaCl2·2H2O置于另一燒杯并加超純水使其溶解。將上述試劑一并加入1 L容量瓶中，加入超純水至960 mL，用鹽酸調(diào)節(jié)pH 值至7.3，定容保存。稱取10 g過孔徑2 mm 網(wǎng)篩后的土壤樣品放入50 mL 離心管中，加入50 mL已定容的浸提劑，于25 ℃下振蕩2 h。待離心過濾后，用ICP-MS測定濾液中有效態(tài)Zn元素含量。

1.4 質(zhì)量控制

試驗用水均為純水（DDW），試劑為優(yōu)級純（GR）。樣品中設(shè)置空白樣及加標樣，保證測定回收率達80%～120%。每個樣品測3 次，且每15 個樣品設(shè)置2個平行樣，所測樣品之間相對標準偏差＜5%。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析方法

1.5.1 土壤重金屬評價 單因子污染指數(shù)法：

式中，P綜為重金屬綜合污染指數(shù)；Pave為所有重金屬單因子污染指數(shù)的平均值；Pmax為所有重金屬單因子污染指數(shù)中的最大值。

1.5.2 重金屬轉(zhuǎn)運特征分析 通過計算轉(zhuǎn)運系數(shù)，揭示重金屬在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)移規(guī)律，計算公式：

式中，TF為重金屬轉(zhuǎn)運系數(shù)。

表2 土壤污染等級劃分Tab.2 Classification of pollution levels in soil

1.5.3 辣椒重金屬風險評價 通過PWI（人均每周攝入辣椒量）判斷重金屬風險：

式中，X為辣椒果實重金屬含量（μg/g）；IR為攝入速率（g/7 d）；bw為人體質(zhì)量（kg）。其中，貴州省每人每周消費干辣椒約為47.9 g[19]，人體質(zhì)量以60 kg計。

1.5.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析 采用統(tǒng)計分析軟件Excel 2016、SPSS 22.0 和Origin 9.0 進行數(shù)據(jù)處理、統(tǒng)計和相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 研究區(qū)土壤重金屬污染程度評價

依據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》（GB 15618—2018），對研究區(qū)土壤重金屬進行污染評價，研究區(qū)土壤重金屬Cd、As、Pb、Cr、Zn 含量及單因子污染評價結(jié)果如表3 所示。研究區(qū)土壤Cd 含量為0.09～3.12 mg/kg，共21 個樣品超標，占比為35.0%；As 含量為2.19～50.00 mg/kg，有4 個樣品超標，占比為6.7%；Pb 含量為37.00～189.60 mg/kg，超標樣品共16 個，占比為26.7%；Cr 含量為59.15～183.25 mg/kg，有8 個土壤樣品超標，占比為13.3%；Zn含量為62.40～240.45 mg/kg，僅2個樣品超標，占比為3.3%。

表3 研究區(qū)土壤重金屬含量及單因子污染指數(shù)Tab.3 Concentration of heavy metals and single factor pollution index of soil in study area

種植朝天椒1號的5號地塊存在Cd、As、Pb、Cr、Zn 同時超標現(xiàn)象，是典型的重金屬復(fù)合污染區(qū)域。從該地塊采得的3 個土壤樣品Cd 含量均大幅度高于其他地塊樣品，含量分別為3.12、2.03、1.62 mg/kg，單因子污染指數(shù)為10.40、6.77、5.40；3 個樣品As 含量均超標，分別為50.00、33.90、42.25 mg/kg，單因子污染指數(shù)為1.25、1.13、1.06；3個樣品Pb含量相較其他地塊處于較高水平，分別為107.35、155.35、189.60 mg/kg，單因子污染指數(shù)分別為1.19、1.29、2.11；2 個樣品Cr 含量超標，Cr 含量分別為157.80、183.25 mg/kg，單因子污染指數(shù)分別為1.05、1.22；2個樣品Zn 含量超標，Zn 含量分別為222.95、240.45 mg/kg，單因子污染指數(shù)分別為1.11、1.20。

P綜反映了重金屬綜合污染情況，經(jīng)公式（2）計算出研究區(qū)土壤P綜為7.35，是重度污染等級標準的2.45倍。

2.2 研究區(qū)重金屬在辣椒植株內(nèi)的遷移轉(zhuǎn)運特征

辣椒植株各部位的重金屬含量及轉(zhuǎn)運系數(shù)如表4 所示。其中，TF1 表示根部到莖部的重金屬轉(zhuǎn)移系數(shù)，TF2 表示莖部至果實的重金屬轉(zhuǎn)移系數(shù)。TF1 的大小可衡量重金屬在4 種辣椒根—莖的轉(zhuǎn)運能力，4 種辣椒植株內(nèi)部均呈現(xiàn)TF1Cd＞TF1As＞TF1Zn＞TF1Pb＞TF1Cr的規(guī)律。TF2 表征了重金屬在4 種辣椒莖—果實間的轉(zhuǎn)運能力，4 種辣椒植株的TF2As均大于2.5，遠高于其他重金屬的TF2。小米椒、朝天椒1號、朝天椒2 號、二荊條莖部As 含量分別為0.69、0.65、0.62、0.62 mg/kg，對應(yīng)果實As 含量可達1.89、1.73、1.69、1.76 mg/kg。TF2Cd均低于其他重金屬在莖—果實間的轉(zhuǎn)運系數(shù)。小米椒、朝天椒1號、朝天椒2 號、二荊條莖部Cd 含量分別為0.69、0.62、2.10、0.59 mg/kg，對應(yīng)果實Cd 含量僅0.29、0.30、0.50、0.31 mg/kg，而葉片Cd 含量達0.77、0.80、1.44、1.12 mg/kg。辣椒植株中Pb、Cr分布呈現(xiàn)相同的規(guī)律，均為根部含量＞莖部含量＞果實含量。Zn 在辣椒植株中的分布無明顯特征，于各部位累積量呈現(xiàn)隨機性。

表4 研究區(qū)辣椒植株各部位重金屬含量及其轉(zhuǎn)運特征（鮮樣）Tab.4 Concentration and transport characteristic of heavy metals in different parts of pepper plant in study area（fresh samples）

續(xù)表4 研究區(qū)辣椒植株各部位重金屬含量及其轉(zhuǎn)運特征（鮮樣）Tab.4（Continued） Concentration and transport characteristic of heavy metals in different parts of pepper plant in study area（fresh samples）

2.3 研究區(qū)辣椒食用風險評估

《食品中污染物限量》（GB 2762—2017）僅給出辣椒中重金屬Cd、As、Pb、Cr限量標準，分別為0.05、0.5、1.0、0.5 mg/kg（鮮樣）。據(jù)此進行研究區(qū)辣椒果實重金屬含量超標情況判定，如圖1所示?？梢钥闯?，小米椒中有5 個樣品Cd 超標，含量為0.05～0.09 mg/kg；朝天椒1 號中有5 個樣品Cd 超標，含量范圍為0.05～0.14 mg/kg；朝天椒2 號中有9 個樣品Cd 超標，含量范圍為0.06～0.11 mg/kg；二荊條中有5個樣品Cd 超標，含量范圍為0.06～0.09 mg/kg。辣椒果實Cd超標率為40%。僅1個小米椒樣品As超標，含量為0.54 mg/kg。辣椒果實中無Pb、Cr超標情況。

圖1 研究區(qū)辣椒果實Cd、As、Pb、Cr含量水布Fig.1 Distribution of concentrations of Cd，As，Pb and Cr in pepper fruit in study area

根據(jù)世界衛(wèi)生組織（WHO）給出的人均每周攝入量限量標準（Provisional tolerable weekly intake，PTWI）知，CdPTWI為6.7～8.3 μg/（kg·bw），AsPTWI為0.35 μg/（kg·bw）[20]。由公式（4）計算出辣椒果實中超標重金屬Cd 的人均每周攝入值為0.01～0.11 μg/（kg·bw），超標重金屬As的人均每周攝入值為0.01～0.11μg/（kg·bw）。

2.4 研究區(qū)土壤Zn全量及有效態(tài)含量與辣椒果實重金屬含量相關(guān)性分析

由表5 知，研究區(qū)域土壤中Zn 全量與辣椒果實中各重金屬含量無顯著相關(guān)性，土壤有效態(tài)Zn含量與果實Cd 含量和Zn 含量之間呈極顯著相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為-0.385 和0.573，表明土壤有效態(tài)Zn 對辣椒果實的Cd 積累量有消減作用，對辣椒果實吸收Zn存在積極促進作用。

表5 研究區(qū)土壤Zn全量、有效態(tài)含量與辣椒果實重金屬含量的相關(guān)性Tab.5 Correlation between the concentrations of total Zn，available Zn in soil and heavy metal concentration in pepper fruits in study area

圖2 研究區(qū)土壤中有效態(tài)Zn含量與辣椒果實Cd、Zn含量相關(guān)性分析Fig.2 Correlation analysis between available Zn concentration in soil and Cd，Zn concentrations in pepper fruit in study area

3 結(jié)論與討論

重金屬含量超過限量標準值即稱為存在重金屬污染，其成因可能是人為造成，也可能是地質(zhì)高背景區(qū)成土母質(zhì)自然分化形成的土壤自身重金屬含量偏高[21]。諸多關(guān)于貴州農(nóng)用地土壤重金屬的報道均指出其存在Cd 污染問題。如宋春然等[15]研究指出，貴州省農(nóng)業(yè)土壤主要遭受Cd 污染；陳曉燕等[22]調(diào)查發(fā)現(xiàn)，貴州省黎平縣部分鄉(xiāng)鎮(zhèn)耕地Cd含量超標，存在較大程度潛在生態(tài)風險；熊仕娟等[11]對貴州省百宜鎮(zhèn)辣椒產(chǎn)地進行調(diào)查，發(fā)現(xiàn)其79.2%的樣點土壤屬于Cd輕度污染水平。本研究發(fā)現(xiàn)，研究區(qū)土壤主要遭受Cd、Pb污染，60個樣品中有21個樣品Cd含量、16個樣品Pb含量高于農(nóng)用地風險篩選值，同時存在As、Cr、Zn 超標的現(xiàn)象。研究區(qū)土壤綜合污染指數(shù)P綜為7.35，表明其受重金屬污染嚴重，但P綜主要受個別高Cd 含量點位的影響（PCd最大值為10.40），即Cd 是該地土壤重金屬污染的主要貢獻因子。上述發(fā)現(xiàn)與前人的調(diào)查結(jié)果相同，揭示了土壤中重金屬往往存在伴生關(guān)系，解決重金屬復(fù)合污染問題具有極強的現(xiàn)實意義。另外，考慮到研究區(qū)周邊無工礦企業(yè)，個別點位重金屬含量極高的原因可能是外源重金屬局部輸入，如人為投放高重金屬含量農(nóng)用品或廢棄物。

各重金屬在辣椒植株內(nèi)的轉(zhuǎn)運累積呈現(xiàn)出不一樣的規(guī)律，Cd在辣椒根—莖通道內(nèi)的轉(zhuǎn)運能力最強，其次為As 和Zn。As 易從辣椒莖部進入果實中累積，在4 種辣椒莖—果實通道中As 的轉(zhuǎn)運系數(shù)均大于2.5。在所有部位中，辣椒葉片對Cd 的吸收能力最強，4 個辣椒品種葉片Cd 含量總體均高于其他部位Cd 含量，分別為0.77、0.80、1.44、1.12 mg/kg，暗示由根系進入莖部的Cd多轉(zhuǎn)移至葉片，辣椒葉片對Cd具有較強富集能力。而在相關(guān)研究中，其結(jié)論均為辣椒果實對Cd 具有較強富集效果，對As 吸收量較低[13-14]。結(jié)論不同，初步推測是本次采樣區(qū)域土壤As 活性較高，易被辣椒植株吸收所致。重金屬Cd 易于在植物體內(nèi)富集已成不爭的事實，Cd 自身具有易被植物吸收、易隨植物對營養(yǎng)元素的吸收進入植物體內(nèi)等特性，而常見作物中As超標現(xiàn)象較為罕見。本研究中，食用風險評價結(jié)果表明，研究區(qū)辣椒植株中除了存在Cd含量超過限量值的情況，還存在As超標問題。較多辣椒果實樣品Cd含量超過《食品中污染物限量》（GB2762—2017）中給出的標準，超標比例為40%，但含量總體不高，通過PWI 判定其不具備健康風險。有1 個小米椒果實樣品As含量超標，但人均每周攝入量超出了PTWI，即長期食用可能會產(chǎn)生較大健康風險。王大州等[12]也提出了應(yīng)關(guān)注辣椒果實中As帶來的食用健康風險，與本研究結(jié)論一致。值得注意的是，無論是食品污染物限量標準還是人均每周攝入量標準都是以敏感人群作為對象來制定，其限量值偏低，即農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量輕度超標不足以引起恐慌。以上發(fā)現(xiàn)均說明，辣椒果實易富集Cd、As 元素，在實際生產(chǎn)中應(yīng)對辣椒產(chǎn)地重金屬Cd、As 含量進行重點監(jiān)控，特別是中低海拔黃壤區(qū)土壤中As的活性水平也應(yīng)予以關(guān)注。

大量研究指出，土壤中Zn 與Cd 等污染元素之間存在拮抗效應(yīng)，即Zn含量水平影響了植物對重金屬的吸收累積[23-25]。土壤中重金屬存在多個形態(tài)，其有效態(tài)含量直接關(guān)乎重金屬的生物可利用性[26-27]。研究區(qū)土壤中Zn全量與辣椒果實中各重金屬含量之間無顯著相關(guān)性，土壤有效態(tài)Zn含量與果實Cd 含量之間呈顯著負相關(guān)關(guān)系，與果實Zn 含量之間呈顯著正相關(guān)關(guān)系。這揭示了有效態(tài)Zn，而非Zn 全量，是影響辣椒果實重金屬含量的重要因子。HILL 等[28]提出化學物理性質(zhì)相近的生物體必需元素與有毒重金屬元素之間存在生物學層面的相互作用，而Zn2+和Cd2+的外層電子結(jié)構(gòu)相似，都有2 個外層s 電子和充滿電子的d 軌道，穩(wěn)定價態(tài)都為+2價，因此，它們在與生物細胞的結(jié)合位點上存在相互競爭作用，具有拮抗效應(yīng)。重金屬有效態(tài)極易被植物吸收，推測是進入植物體內(nèi)的Zn 與Cd 發(fā)生拮抗作用，促使辣椒果實Cd 累積量減少[23-25]。已有不少研究通過施用外源Zn實現(xiàn)了作物果實對Cd的吸收累積量減少[23-25]。這也暗示了對辣椒果實吸收Cd的阻控可通過提高土壤中Zn的活性來實現(xiàn)。因此，在中低海拔黃壤區(qū)種植辣椒應(yīng)重點關(guān)注其Cd、As含量，可通過提高土壤本身Zn 活性水平達成Cd 阻抗效果，以實現(xiàn)該區(qū)域土壤的安全利用。