貴州中低海拔黃壤區(qū)土壤-辣椒系統(tǒng)重金屬遷移累積特征研究

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(yáng) 550025）

重金屬一般指相對(duì)密度在4.0以上的60種元素或相對(duì)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(guó)土壤環(huán)境正面臨的重大問(wèn)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(jìn)入人體，破壞機(jī)體器官或神經(jīng)系統(tǒng)，引發(fā)病癥[7-9]。

聯(lián)合國(guó)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(guó)辣椒種植面積為8.1×105hm2，產(chǎn)量約2.0×107t，遠(yuǎn)超其他國(guó)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(guó)首位，大量貴州辣椒及其制品在全國(guó)流通[10]。國(guó)內(nèi)喜辣人群占比達(dá)40%，辣椒質(zhì)量直接關(guān)系到我國(guó)人民的健康狀況[11]。

大量研究指出，辣椒對(duì)重金屬存在較強(qiáng)的吸收和累積能力。王大州等[12]通過(guò)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(guò)辣椒盆栽試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，辣椒果實(shí)Cd 累積量可達(dá)23.93 mg/kg；李富榮等[14]對(duì)菜地辣椒、土壤采樣并研究后發(fā)現(xiàn)，茄果類(lèi)蔬菜植株P(guān)b 超標(biāo)率高于土壤Pb 超標(biāo)率，在土壤Pb不超標(biāo)的情況下，辣椒Pb 超標(biāo)率達(dá)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(dòng)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(lèi)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(yùn)規(guī)律尚不明確。因此，針對(duì)中低海拔黃壤區(qū)土壤及辣椒植株進(jìn)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(lèi)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(yáng)縣黃楊鎮(zhèn)，位置坐標(biāo)為27°55′01.07″～28°17′12.52″ N、107°3′40.71″～107°12′53.29″ E，試驗(yàn)地塊海拔為764～1 067 m，周邊無(wú)工礦企業(yè)。綏陽(yáng)縣地處貴州省北部，屬亞熱帶季風(fēng)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?jī)?chǔ)量較大。綏陽(yáng)縣辣椒種植規(guī)模約2萬(wàn)hm2，小 米 椒（Capsicum frutescensL.）、朝 天 椒1 號(hào)（Capsicum annuumL.var.conoides（Mill.）Irish No.1）、朝天椒2 號(hào)（Capsicum annuumL.var.conoides（Mill.）Irish No.2）和二荊條（Capsicum annuumL.）為當(dāng)?shù)刂髟云贩N，耕地土壤類(lèi)型主要為黃壤。

1.2 樣品采集

于2019 年8 月在研究區(qū)進(jìn)行田間采樣，采樣方案為每個(gè)辣椒品種選擇5 個(gè)栽種地塊，地塊編號(hào)為1—5（表1）。每個(gè)地塊采取3 株完整的辣椒植株（含根、莖、葉、果實(shí)），同時(shí)收集其根際土壤。共采集60 個(gè)辣椒植株，分別為小米椒15 株、朝天椒1 號(hào)15株、朝天椒2號(hào)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(kāi)后稱鮮質(zhì)量，再置于50 ℃烘箱中烘干，稱干質(zhì)量后計(jì)算出植株含水率。土壤樣品經(jīng)自然風(fēng)干后磨細(xì)，過(guò)孔徑0.1mm篩網(wǎng)裝袋備用。

土壤重金屬測(cè)定：準(zhǔn)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(cè)定消解液中Cd、As、Pb、Cr、Zn元素含量。

植物重金屬測(cè)定：準(zhǔn)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(cè)定消解液中Cd、As、Pb、Cr、Zn元素含量。

土壤重金屬有效態(tài)測(cè)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(guò)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(guò)濾后，用ICP-MS測(cè)定濾液中有效態(tài)Zn元素含量。

1.4 質(zhì)量控制

試驗(yàn)用水均為純水（DDW），試劑為優(yōu)級(jí)純（GR）。樣品中設(shè)置空白樣及加標(biāo)樣，保證測(cè)定回收率達(dá)80%～120%。每個(gè)樣品測(cè)3 次，且每15 個(gè)樣品設(shè)置2個(gè)平行樣，所測(cè)樣品之間相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差＜5%。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析方法

1.5.1 土壤重金屬評(píng)價(jià) 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(yùn)特征分析 通過(guò)計(jì)算轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，揭示重金屬在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)移規(guī)律，計(jì)算公式：

式中，TF為重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)。

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

1.5.3 辣椒重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià) 通過(guò)PWI（人均每周攝入辣椒量）判斷重金屬風(fēng)險(xiǎn)：

式中，X為辣椒果實(shí)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(fèi)干辣椒約為47.9 g[19]，人體質(zhì)量以60 kg計(jì)。

1.5.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析 采用統(tǒng)計(jì)分析軟件Excel 2016、SPSS 22.0 和Origin 9.0 進(jìn)行數(shù)據(jù)處理、統(tǒng)計(jì)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(píng)價(jià)

依據(jù)《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018），對(duì)研究區(qū)土壤重金屬進(jìn)行污染評(píng)價(jià)，研究區(qū)土壤重金屬Cd、As、Pb、Cr、Zn 含量及單因子污染評(píng)價(jià)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(gè)樣品超標(biāo)，占比為35.0%；As 含量為2.19～50.00 mg/kg，有4 個(gè)樣品超標(biāo)，占比為6.7%；Pb 含量為37.00～189.60 mg/kg，超標(biāo)樣品共16 個(gè)，占比為26.7%；Cr 含量為59.15～183.25 mg/kg，有8 個(gè)土壤樣品超標(biāo)，占比為13.3%；Zn含量為62.40～240.45 mg/kg，僅2個(gè)樣品超標(biāo)，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(hào)的5號(hào)地塊存在Cd、As、Pb、Cr、Zn 同時(shí)超標(biāo)現(xiàn)象，是典型的重金屬?gòu)?fù)合污染區(qū)域。從該地塊采得的3 個(gè)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(gè)樣品As 含量均超標(biāo)，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(gè)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(gè)樣品Cr 含量超標(biāo)，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(gè)樣品Zn 含量超標(biāo)，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(jì)算出研究區(qū)土壤P綜為7.35，是重度污染等級(jí)標(biāo)準(zhǔn)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(yùn)特征

辣椒植株各部位的重金屬含量及轉(zhuǎn)運(yùn)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(shí)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(yùn)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(shí)間的轉(zhuǎn)運(yùn)能力，4 種辣椒植株的TF2As均大于2.5，遠(yuǎn)高于其他重金屬的TF2。小米椒、朝天椒1號(hào)、朝天椒2 號(hào)、二荊條莖部As 含量分別為0.69、0.65、0.62、0.62 mg/kg，對(duì)應(yīng)果實(shí)As 含量可達(dá)1.89、1.73、1.69、1.76 mg/kg。TF2Cd均低于其他重金屬在莖—果實(shí)間的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)。小米椒、朝天椒1號(hào)、朝天椒2 號(hào)、二荊條莖部Cd 含量分別為0.69、0.62、2.10、0.59 mg/kg，對(duì)應(yīng)果實(shí)Cd 含量?jī)H0.29、0.30、0.50、0.31 mg/kg，而葉片Cd 含量達(dá)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(shí)含量。Zn 在辣椒植株中的分布無(wú)明顯特征，于各部位累積量呈現(xiàn)隨機(jī)性。

表4 研究區(qū)辣椒植株各部位重金屬含量及其轉(zhuǎn)運(yùn)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(yùn)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(fēng)險(xiǎn)評(píng)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(biāo)準(zhǔn)，分別為0.05、0.5、1.0、0.5 mg/kg（鮮樣）。據(jù)此進(jìn)行研究區(qū)辣椒果實(shí)重金屬含量超標(biāo)情況判定，如圖1所示。可以看出，小米椒中有5 個(gè)樣品Cd 超標(biāo)，含量為0.05～0.09 mg/kg；朝天椒1 號(hào)中有5 個(gè)樣品Cd 超標(biāo)，含量范圍為0.05～0.14 mg/kg；朝天椒2 號(hào)中有9 個(gè)樣品Cd 超標(biāo)，含量范圍為0.06～0.11 mg/kg；二荊條中有5個(gè)樣品Cd 超標(biāo)，含量范圍為0.06～0.09 mg/kg。辣椒果實(shí)Cd超標(biāo)率為40%。僅1個(gè)小米椒樣品As超標(biāo)，含量為0.54 mg/kg。辣椒果實(shí)中無(wú)Pb、Cr超標(biāo)情況。

圖1 研究區(qū)辣椒果實(shí)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(biāo)準(zhǔn)（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(jì)算出辣椒果實(shí)中超標(biāo)重金屬Cd 的人均每周攝入值為0.01～0.11 μg/（kg·bw），超標(biāo)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(shí)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(shí)中各重金屬含量無(wú)顯著相關(guān)性，土壤有效態(tài)Zn含量與果實(shí)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(duì)辣椒果實(shí)的Cd 積累量有消減作用，對(duì)辣椒果實(shí)吸收Z(yǔ)n存在積極促進(jìn)作用。

表5 研究區(qū)土壤Zn全量、有效態(tài)含量與辣椒果實(shí)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(shí)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(guò)限量標(biāo)準(zhǔn)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(bào)道均指出其存在Cd 污染問(wèn)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(biāo)，存在較大程度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；熊仕娟等[11]對(duì)貴州省百宜鎮(zhèn)辣椒產(chǎn)地進(jìn)行調(diào)查，發(fā)現(xiàn)其79.2%的樣點(diǎn)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(gè)樣品中有21個(gè)樣品Cd含量、16個(gè)樣品Pb含量高于農(nóng)用地風(fēng)險(xiǎn)篩選值，同時(shí)存在As、Cr、Zn 超標(biāo)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(yán)重，但P綜主要受個(gè)別高Cd 含量點(diǎn)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(xiàn)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?gòu)?fù)合污染問(wèn)題具有極強(qiáng)的現(xiàn)實(shí)意義。另外，考慮到研究區(qū)周邊無(wú)工礦企業(yè)，個(gè)別點(diǎn)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(yùn)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(yùn)能力最強(qiáng)，其次為As 和Zn。As 易從辣椒莖部進(jìn)入果實(shí)中累積，在4 種辣椒莖—果實(shí)通道中As 的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于2.5。在所有部位中，辣椒葉片對(duì)Cd 的吸收能力最強(qiáng)，4 個(gè)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(jìn)入莖部的Cd多轉(zhuǎn)移至葉片，辣椒葉片對(duì)Cd具有較強(qiáng)富集能力。而在相關(guān)研究中，其結(jié)論均為辣椒果實(shí)對(duì)Cd 具有較強(qiáng)富集效果，對(duì)As 吸收量較低[13-14]。結(jié)論不同，初步推測(cè)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(zhēng)的事實(shí)，Cd 自身具有易被植物吸收、易隨植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的吸收進(jìn)入植物體內(nèi)等特性，而常見(jiàn)作物中As超標(biāo)現(xiàn)象較為罕見(jiàn)。本研究中，食用風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)結(jié)果表明，研究區(qū)辣椒植株中除了存在Cd含量超過(guò)限量值的情況，還存在As超標(biāo)問(wèn)題。較多辣椒果實(shí)樣品Cd含量超過(guò)《食品中污染物限量》（GB2762—2017）中給出的標(biāo)準(zhǔn)，超標(biāo)比例為40%，但含量總體不高，通過(guò)PWI 判定其不具備健康風(fēng)險(xiǎn)。有1 個(gè)小米椒果實(shí)樣品As含量超標(biāo)，但人均每周攝入量超出了PTWI，即長(zhǎng)期食用可能會(huì)產(chǎn)生較大健康風(fēng)險(xiǎn)。王大州等[12]也提出了應(yīng)關(guān)注辣椒果實(shí)中As帶來(lái)的食用健康風(fēng)險(xiǎn)，與本研究結(jié)論一致。值得注意的是，無(wú)論是食品污染物限量標(biāo)準(zhǔn)還是人均每周攝入量標(biāo)準(zhǔn)都是以敏感人群作為對(duì)象來(lái)制定，其限量值偏低，即農(nóng)產(chǎn)品重金屬含量輕度超標(biāo)不足以引起恐慌。以上發(fā)現(xiàn)均說(shuō)明，辣椒果實(shí)易富集Cd、As 元素，在實(shí)際生產(chǎn)中應(yīng)對(duì)辣椒產(chǎn)地重金屬Cd、As 含量進(jìn)行重點(diǎn)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(duì)重金屬的吸收累積[23-25]。土壤中重金屬存在多個(gè)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(shí)中各重金屬含量之間無(wú)顯著相關(guān)性，土壤有效態(tài)Zn含量與果實(shí)Cd 含量之間呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，與果實(shí)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(shí)重金屬含量的重要因子。HILL 等[28]提出化學(xué)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(xué)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(gè)外層s 電子和充滿電子的d 軌道，穩(wěn)定價(jià)態(tài)都為+2價(jià)，因此，它們?cè)谂c生物細(xì)胞的結(jié)合位點(diǎn)上存在相互競(jìng)爭(zhēng)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(cè)是進(jìn)入植物體內(nèi)的Zn 與Cd 發(fā)生拮抗作用，促使辣椒果實(shí)Cd 累積量減少[23-25]。已有不少研究通過(guò)施用外源Zn實(shí)現(xiàn)了作物果實(shí)對(duì)Cd的吸收累積量減少[23-25]。這也暗示了對(duì)辣椒果實(shí)吸收Cd的阻控可通過(guò)提高土壤中Zn的活性來(lái)實(shí)現(xiàn)。因此，在中低海拔黃壤區(qū)種植辣椒應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注其Cd、As含量，可通過(guò)提高土壤本身Zn 活性水平達(dá)成Cd 阻抗效果，以實(shí)現(xiàn)該區(qū)域土壤的安全利用。