吳迪，程志飛，劉品禎,，杜啟露，張林

1. 貴州師范大學 貴州省山地環(huán)境信息系統(tǒng)與生態(tài)環(huán)境保護重點實驗室，貴州 貴陽 550001；

2. 黔南民族師范學院化學化工學院，貴州 都勻 558000；3. 貴州科學院生物研究所，貴州 貴陽 550001

土壤是保障蔬菜安全的基本，也是重金屬污染物的接納地，而重金屬的累積和遷移會改變土壤理化性質并影響微生物代謝，導致土壤生產(chǎn)質量降低（黃東風等，2017；Wiese et al.，1997）。土壤重金屬具有隱蔽性且難降解，在微生物作用下易轉化為毒性大且利于植物吸收的形態(tài)（鄒素敏等，2017；林承奇等，2016），當土壤中重金屬的可利用態(tài)含量超過蔬菜所需量和可耐受程度時，一定程度上會影響植物生長，嚴重的會造成環(huán)境公害?。ㄍ赐床　⑺畟R?。┖椭亟饘傥廴臼录ㄅR沂砷污染、鳳翔鉛污染、龍江鎘污染、鎘大米）。據(jù)調查，全國64.8%的土壤和1/5的耕地土壤受到重金屬污染，其中以Hg和Cd污染面積最大（茹淑華等，2016；環(huán)境保護部，2014）。土壤中重金屬易被蔬菜吸收累積進入食物鏈富集到人體（Bian et al.，2009；李如忠等，2013），造成直接性危害或潛在健康風險（血鉛超標）（楊晶等，2014），故被列為蔬菜安全生產(chǎn)優(yōu)先控制的污染物之一。因此，研究土壤-蔬菜系統(tǒng)中重金屬的化學形態(tài)及關聯(lián)特征極其重要。

貴陽市白云區(qū)是全國最大的鋁工業(yè)基地和全省重要的新型工業(yè)化基地，礦產(chǎn)開采容易引發(fā)土壤重金屬污染，導致土壤生產(chǎn)力降低，并被蔬菜富集吸收（Blaser et al.，2000；吳迪等，2013；Hu et al.，2013）。目前，有關土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬污染研究主要集中在土壤和蔬菜中重金屬總量的污染狀況，然而僅從重金屬總量上評價土壤-蔬菜的污染狀況并不能準確反映其毒性效應（楊宏偉等，2011）。因此，筆者選取貴陽市白云區(qū)具有代表性的農業(yè)園區(qū)——蓬萊仙界園區(qū)為研究區(qū)域，對土壤-蔬菜系統(tǒng)中重金屬的存在形態(tài)、生物有效性和關聯(lián)特征等內在機制進行探究并規(guī)劃蔬菜種植模式，為土壤-蔬菜系統(tǒng)安全研究提供參考，對促進農業(yè)的可持續(xù)發(fā)展，農產(chǎn)品安全保障具有一定意義。

1　材料與方法

1.1　研究區(qū)概況

蓬萊仙界生態(tài)園區(qū)位于有“全國農業(yè)標準化示范縣”之稱的貴陽市白云區(qū)，該園區(qū)是以蔬菜、食用菌、珍稀植被為主的特色蔬菜產(chǎn)業(yè)基地，包含食用菌產(chǎn)業(yè)園、蔬菜產(chǎn)業(yè)帶、花卉苗木產(chǎn)業(yè)帶、休閑觀光產(chǎn)業(yè)帶，蔬菜種植以番茄Lycopersicon esculentum、胭脂蘿卜Raphanus sativus、豌豆Pisum sativum、甘藍 Brassica oleracea、紅油菜 Brassica napus、白菜Spinacia oleracea為主。白云區(qū)位于東經(jīng) 107°30′～108°13′，北緯 28°11′～29°05′，礦產(chǎn)資源豐富，分布有鋁土礦、鐵礦、原煤等，全區(qū)海拔1300 m左右，氣溫-4～33 ℃，年降雨量1170～1200 mm。

1.2　樣品采集與分析方法

1.2.1樣品采集

為確保樣品始源性、地域性，以生態(tài)園區(qū)為研究區(qū)域進行系統(tǒng)采樣?；诓煌卟朔N植區(qū)的環(huán)境背景污染程度的差異，設置了6個采樣區(qū)，每個種植區(qū)選擇500 m2區(qū)域按照“S”型布點法采集4～6個蔬菜樣品和對應點位的表層土壤（0～20 cm），供試樣區(qū)土壤 pH、有機質和陽離子交換量測定結果如表1所示。不同品種蔬菜樣品經(jīng)超純水洗凈，分別取根、莖、葉組織于 105 ℃下殺青，40 ℃下恒重粉碎，過2 mm尼龍篩待測；土壤樣品自然風干、研磨后分別過20和100目篩，供測定土壤pH值和重金屬含量。

表1　土壤酸堿度、陽離子交換量、有機質平均值統(tǒng)計Table 1　Means of soil pH, cation exchange and organic matter

1.2.2樣品處理

蔬菜組織的消解（魯如坤，2000）：采用濃HNO3-30% H2O2微波消解法（美國CEM公司Mars 6）消解。土壤Pb、Cd和Cr的消解：稱取0.2000 g樣品于聚四氟乙烯罐中，用HNO3-HClO4-HF混酸處理，靜置過夜，置于電熱板上消解。土壤 Hg、As的消解：取0.2000 g土樣于50 mL具塞比色管中，加入10 mL 50%王水，水浴浸提2 h，開蓋趕酸至約1 mL，加入5 mL 10%硫脲（m/V）和5 mL濃鹽酸定容。

采用BCR連續(xù)分級提取法（林承奇等，2016）對每個蔬菜種植區(qū)土壤（采自同一種蔬菜種植區(qū)的土壤充分混合）中重金屬元素的酸可提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘渣態(tài)進行連續(xù)分級提取。步驟如下，（1）酸可提取態(tài)：稱取1 g土樣于100 mL離心管中，加入40 mL 0.11 mol·L-1CH3COOH溶液，于 25 ℃、200 r·min-1搖床上連續(xù)振蕩 16 h，4000 r·min-1離心15 min，收集上清液，即得酸可提取態(tài)。向殘渣中加入20 mL去離子水振蕩15 min后，棄去洗滌液，殘渣供下一步試驗用。（2）氧化結合態(tài)：向殘渣中加入 0.5 mol·L-1鹽酸羥胺和 0.05 mol·L-1HNO3混合液 40 mL，于 25 ℃、200 r·min-1搖床上連續(xù)振蕩16 h，4000 r·min-1離心15 min，收集上清液，即得氧化結合態(tài)。殘渣供下一步試驗用。（3）有機結合態(tài)：向殘渣中加入10 mL H2O2（30%），用HNO3調節(jié)pH至2～3，松開蓋子，室溫下放置1 h，85 ℃恒溫水浴 1 h，開蓋，繼續(xù)加熱至體積不多于3 mL，添加10 mL H2O2，85 ℃恒溫水浴1 h，開蓋加熱至體積為1 mL，冷卻，加50 mL 1.0 mol·L-1醋酸銨溶液（pH=2），連續(xù)振蕩16 h，離心過濾，收集濾液，即得有機結合態(tài)。（4）殘渣態(tài)：殘渣態(tài)重金屬含量為重金屬總量與其他3種形態(tài)重金屬含量之差。

1.2.3樣品分析與質量控制

采用原子吸收分光光度法（德國耶拿公司ZEEnit 700P）測定 Pb、Cd、Cr；原子熒光光譜法（北京吉天AFS-933）測定Hg、As。pH采用2.5∶1水土比電位法。試驗藥品均為優(yōu)級純，測定過程采用GBW-07456和 GBW10020、雙空白、20%平行樣質控，相對偏差均小于 5%，加標回收率在95.2%～114.6%之間，測定結果均在允許誤差范圍內。

1.3　計算與評價方法

1.3.1土壤重金屬污染評價方法

本研究采用Nemero綜合污染指數(shù)評價土壤重金屬污染狀況（夏芳等，2017）：

式中，P為土壤重金屬綜合污染指數(shù)；Ci為重金屬 i的實測值（mg·kg-1）；Si為貴州省土壤重金屬 i的背景值；Ci/Si為土壤重金屬i的單因子污染指數(shù)。土壤重金屬綜合污染指數(shù)分級標準如表2所示。

1.3.2土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬的綜合質量評價方法

本研究采用農田土壤重金屬復合影響中的綜合質量影響指數(shù)（IICQ）評價研究區(qū)土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬的綜合污染狀況，綜合質量影響指數(shù)為土壤綜合質量影響指數(shù)（IICQs）和蔬菜綜合質量影響指數(shù)（IICQv）之和，公式如下：

表2　綜合污染指數(shù)分級標準Table 2　Grading standards of integrated pollution index

式中，Ci為土壤中i種重金屬的實測值；Csi為i種重金屬的國家土壤環(huán)境質量Ⅱ類標準限值（GB15618—1995，6.5＜pH＜7.5）；CBi為貴州省i種重金屬的土壤背景值；n為測定i種重金屬的氧化數(shù)；N是測定重金屬的數(shù)目；Cvi是土壤相應點位蔬菜中 i種重金屬的實測值；CLSi是無公害蔬菜（GB18406.1—2001）中i種重金屬的限量標準；X、Y分別為土壤重金屬實測值超過國家Ⅱ類標準值和背景值的數(shù)目；Z為蔬菜中超過無公害蔬菜限量標準的重金屬元素數(shù)目；k=5為校正因子。土壤-蔬菜系統(tǒng)綜合質量影響指數(shù)分級標準如表3所示。

表3　綜合質量指數(shù)分級標準Table 3　Grading standards of comprehensive quality impact index

1.3.3土壤重金屬的生物有效性和環(huán)境風險程度

根據(jù)重金屬與土壤結合力的強弱和土壤中重金屬遷移至食物鏈能力的大小，采用 RAC風險評估指數(shù)（杜曉林，2012）表征，公式如下：

式中，Ci表示重金屬i酸可提取態(tài)的實測值；C表示對應重金屬不同形態(tài)的總量。土壤重金屬的生物可利用性及環(huán)境風險程度等級，如表4所示。

1.3.4蔬菜重金屬富集系數(shù)

富集系數(shù)（Bio-accumulation factor，BAF）能大致反映蔬菜某組織或器官在相同土壤重金屬含量條件下對該重金屬元素的富集能力，BAF值越大，表明蔬菜吸收重金屬的能力越強，抗土壤重金屬污染的能力越弱（Cheng et al.，2011）。計算公式如下：

表4　生物可利用度和環(huán)境風險程度RAC值Table 4　Bioavailability and environment risks of different RAC

式中，BAF為蔬菜某組織或器官的富集系數(shù)；Cv表示蔬菜某組織或器官中重金屬的含量（mg·kg-1）；Cs為蔬菜對應點位土壤中重金屬的含量（mg·kg-1）。

1.4　數(shù)據(jù)處理

重金屬污染指數(shù)、質量影響指數(shù)和富集系數(shù)采用Excel 2016計算分析，，圖形采用Origin 6.0繪制。

2　結果與討論

2.1　土壤重金屬含量特征

研究區(qū)土壤-蔬菜重金屬含量統(tǒng)計結果如表 5所示。由表5可知，蔬菜種植區(qū)整體表現(xiàn)為土壤中Pb和Hg含量均高于貴州省背景值，其中Hg超標最為嚴重；不同蔬菜受重金屬污染程度不同，蔬菜均表現(xiàn)為受Hg和Cd污染，對比土壤-蔬菜受污染程度發(fā)現(xiàn)：土壤受某重金屬污染時不一定會導致蔬菜受到相同元素的污染；研究區(qū)表現(xiàn)為以Hg為主的多種重金屬混合污染。。

2.2　土壤重金屬污染評價

2.2.1不同蔬菜種植區(qū)土壤的重金屬單因子污染指數(shù)

不同蔬菜種植區(qū)土壤中重金屬單因子污染指數(shù)如表6所示。結合表5發(fā)現(xiàn)：除Cd外，土壤中Pb、Cr、Hg和As含量幾乎都高于貴州省背景值（Pb：35.2 mg·kg-1、Cr：95.9 mg·kg-1、Cd：0.659 mg·kg-1、Hg：0.11 mg·kg-1、As：20 mg·kg-1)。Hg 的單因子污染指數(shù)最大，其含量高于貴州省背景值2～3倍，外源污染嚴重并且存在累積現(xiàn)象，其大小順序為：番茄地（3.91）＞甘藍地（3.82）＞豌豆地（3.00）=紅油菜地（3.00）＞白菜地（2.71）＞胭脂蘿卜地（2.27）。Pb、Cr和As次之，單因子污染指數(shù)相差不大。不同蔬菜種植區(qū)土壤中Cd的單因子污染指數(shù)最小，均未超過貴州省背景值，潛在危害較小。其大小順序為：番茄地（0.96）＞甘藍地（0.76）＞胭脂蘿卜地（0.68）＞白菜地（0.63）＞紅油菜地（0.53）＞豌豆地（0.49）。綜上可知，不同蔬菜種植區(qū)重金屬累積情況存在差異，園區(qū)土壤受到不同程度的Pb、Cr、Cd、Hg、As污染，但污染程度不明顯。

表5　土壤和蔬菜中重金屬含量Table 5　Content of heavy metals in soil and vegetables　　　　　　　　　mg·kg-1

圖6　不同蔬菜種植區(qū)土壤的重金屬單因子污染指數(shù)Table 6　The single factor pollution index of heavy metals in vegetable area

2.2.2不同蔬菜種植區(qū)土壤的重金屬綜合污染指數(shù)

考慮到Pb、Cr、Cd、Hg和As的綜合效應，本研究分析了不同蔬菜種植區(qū)土壤的重金屬綜合污染指數(shù)，結果如圖1所示。結果表明，番茄土壤和甘藍土壤污染最為嚴重，屬于中污染級別，胭脂蘿卜土壤污染最輕，屬于輕污染范疇，研究區(qū)域的土壤重金屬綜合污染指數(shù)大小為：番茄地（2.98）＞甘藍地（2.90）＞紅油菜地（2.36）＞豌豆地（2.33）＞白菜地（2.18）＞胭脂蘿卜地（1.85），綜合污染指數(shù)大小順序與單因子污染指數(shù)順序不同，表明不同蔬菜利用類型對土壤重金屬的富集能力不同。

2.3　土壤-蔬菜系統(tǒng)土壤重金屬賦存形態(tài)解析

2.3.1土壤重金屬形態(tài)特征

圖1　不同蔬菜種植區(qū)土壤的重金屬綜合污染指數(shù)Fig. 1　Comprehensive pollution index of heavy metals in soils of different vegetable areas

圖2　研究區(qū)土壤重金屬的不同賦存形態(tài)占比Fig. 2　Percentage of different forms of heavy metals

重金屬在土壤-蔬菜之間的生物毒性受元素形態(tài)影響，不同形態(tài)重金屬的毒性和遷移速率不同。由圖2可知，蔬菜種植區(qū)土壤Cr、Hg和As不同賦存形態(tài)總體表現(xiàn)為：殘渣態(tài)＞可氧化態(tài)＞可還原態(tài)＞酸可提取態(tài)，其中，Cr和As以殘渣態(tài)所占比例最大，分別為89.63%和98.82%，遠大于其他3種形態(tài)之和；就Pb和Cd而言，其殘渣態(tài)和可氧化態(tài)相差不大，可能存在相同的污染來源；Pb、Cr和 As酸可提取態(tài)占比較低，分別為 0.73%、0.02%和0.23%。除Hg可氧化態(tài)與殘渣態(tài)相差不大外，Pb、Cr、Cd和As均主要以殘渣態(tài)形式存在，不同元素各形態(tài)分配比例差異顯著，可能與有機質含量（13.58 g·kg-1）和陽離子交換量（13.82 cmol·kg-1）有關（陳玉成等，2003）。結合不同蔬菜種植區(qū)土壤基本理化性質（表 1）可知，研究區(qū)土壤呈弱酸性，豌豆區(qū)pH最大（6.90）；白菜區(qū)pH最?。?.92），酸化嚴重，容易導致土壤中的金屬離子釋放，使重金屬結合態(tài)的含量下降。土壤陽離子交換量（CEC）直接反映土壤膠體所能吸附陽離子的能力，是施肥保蓄的重要參考；不同蔬菜樣區(qū)土壤 CEC差異明顯，其大小順序為：胭脂蘿卜＞番茄＞甘藍＞白菜＞紅豌豆＞油菜，變幅為 8.48～15.82 cmol·kg-1。有機質為蔬菜生長提供營養(yǎng)外，對土壤結構、改善土壤物理性狀具有一定的作用，對重金屬的絡合和富集能力強（Baize，2000），不同蔬菜種植區(qū)有機質含量大小順序為：白菜＞紅油菜＞胭脂蘿卜＞番茄＞甘藍＞豌豆，白菜種植區(qū)土壤有機質含量最大為 19.72 g·kg-1，相對于其他蔬菜品種，其對重金屬有效態(tài)的生物可利用度能得到一定程度的減弱。

2.3.2重金屬的活性態(tài)和非活性態(tài)

重金屬的活性態(tài)是酸可提取態(tài)、可還原提取態(tài)、可氧化提取態(tài)之和?；钚詰B(tài)與重金屬危害程度關系密切，易被植物體吸收放大，參與生物鏈循環(huán)并累積。由表7可知，重金屬元素活性態(tài)所占比例大小順序為：Hg＞Cd＞Pb＞Cr＞As。研究區(qū)總土中 Hg、Cd和Pb能被蔬菜吸收參與生物鏈進行物質循環(huán)的活性態(tài)含量較高，分別為48.98%、44.44%、39.40%，潛在危害性較高。不同重金屬元素對生態(tài)系統(tǒng)的危害能力存在差異，僅從活性態(tài)所占比例評價重金屬元素的危害性不夠全面。

表7　重金屬活性態(tài)和非活性態(tài)的比例Table 7　The proportion of active and residual fractions of heavy metals%

2.3.3重金屬的生物有效性與環(huán)境風險

從表8可知，Cd的風險程度最高，處于中等風險水平；Hg次之，處于低風險水平，Pb、Cr和As的生物可利用度極低，均處于無風險水平。雖然Hg和Pb的酸可提取態(tài)較低，但土壤中有機物種類及含量會影響酸可提取態(tài)的變化（Horiguchi et al.，2004；鄭順安等，2013），因此，Hg和Pb可能存在一定的潛在風險。

2.4　土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬綜合質量評價

土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬綜合質量評價結果如圖 3所示。由圖可知，不同蔬菜種植區(qū)土壤-蔬菜系統(tǒng)中重金屬 IICQ指數(shù)大小順序為：番茄（3.92）＞紅油菜（3.37）＞白菜（3.33）＞胭脂蘿卜（3.32）＞甘藍（3.25）＞豌豆（2.74），其中，除土壤-豌豆蔬菜系統(tǒng)屬于輕度污染外，其余土壤-蔬菜系統(tǒng)均屬于中度污染。對比不同土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬綜合質量影響指數(shù)發(fā)現(xiàn)，胭脂蘿卜、紅油菜和白菜土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬綜合質量影響指數(shù)基本一致，但不同蔬菜種植區(qū)土壤重金屬含量和各種形態(tài)存在很大差異，從而導致不同蔬菜重金屬富集系數(shù)不同。就土壤綜合質量而言，其IICQS大小順序為：紅油菜（1.45）＞番茄（1.42）＞白菜（1.41）＞胭脂蘿卜=豌豆（1.40）＞甘藍（1.36），研究區(qū)土壤綜合質量指數(shù)整體表現(xiàn)為：1＜IICQs＜2，屬于輕微污染，表明研究區(qū)自然背景相似，受人為影響破壞較小。就蔬菜綜合質量影響指數(shù)而言：番茄IICQv最大，為2.50，污染最嚴重，對重金屬的富集能力最強；胭脂蘿卜、甘藍、紅油菜、白菜的IICQv值在1.90上下波動，污染較輕；豌豆的IICQv最小，受污染最輕，抵抗重金屬污染的能力最強，建議該研究區(qū)種植豌豆。

表8　土壤各重金屬元素生物可利用性與風險程度Table 8　Bioavailability and risks of different heavy metals

圖3　土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬綜合質量影響指數(shù)Fig. 3　Comprehensive quality index of heavy metals in soil-vegetable system

2.5　土壤-蔬菜系統(tǒng)不同蔬菜組織對Hg和Cd的富集特性

根據(jù)“2.3.2重金屬的活性態(tài)和非活性態(tài)”中“重金屬元素活性態(tài)所占比例大小順序為：Hg＞Cd＞Pb＞ Cr＞As”和“2.3.3 重金屬的生物有效性與環(huán)境風險”中“Cd處于中等風險水平，Hg處于低風險水平”可知，Cr、As、Hg的生物可利用性很低，故主要分析不同蔬菜對Hg、Cd和Pb的富集特性。不同蔬菜組織對土壤中Pb和Cd的富集能力如表9所示。

表9　不同蔬菜組織對Cd、Hg的富集能力Table 9　Accumulation ability of Pb, Cr, Cd, Hg, As in different vegetable tissues

由表9可知，番茄葉和白菜葉對Hg的富集系數(shù)均高于其他蔬菜的葉組織，表明并非僅葉菜類蔬菜葉部位對Hg富集敏感，番茄葉組織富集Hg的能力同樣很強；胭脂蘿卜的根和莖組織對Hg的富集能力相差不大，豌豆則表現(xiàn)為莖與葉富集Hg能力差異不大，但甘藍根與莖對Hg的富集能力遠大于其葉。

不同蔬菜組織對 Pb和 Cd的富集能力差異明顯，番茄根和胭脂蘿卜的不同組織對 Pb的富集系數(shù)大小順序為：根＞莖＞葉，其中，根對土壤中 Pb的富集能力遠高于對應蔬菜的莖葉對 Pb的富集能力；豌豆和甘藍的不同組織對 Pb的富集系數(shù)差異不明顯，Pb主要累積在豌豆和甘藍的莖部，其次為根部；紅油菜和白菜的不同組織對 Pb的富集系數(shù)大小順序為：葉＞莖＞根，其中，葉對土壤中 Pb的富集系數(shù)遠高于對應蔬菜的根莖，表明葉類蔬菜比其他種類的蔬菜更容易累積Pb。另外，發(fā)現(xiàn)紅油菜和白菜的根部和莖部對土壤中 Pb的富集能力差異不大。總體而言，不同蔬菜對 Pb的富集能力表現(xiàn)為：番茄、紅油菜和白菜的總富集能力較高，豌豆、甘藍的富集能力最弱。

研究區(qū)蔬菜對Cd的富集能力均高于其他重金屬元素，主要是因為Cd的活性較強，在酸性條件下容易被蔬菜作物吸收（李其林，2000）。葉菜類蔬菜甘藍、白菜和紅油菜可食用部分的富集能力較高，抗Cd富集能力最強的是豌豆，建議研究區(qū)種植豌豆和甘藍，發(fā)展農業(yè)健康型蔬菜。

3　結論

（1）研究區(qū)土壤受Pb、Cr、Cd、Hg、As的污染差異明顯，Hg的單因子污染指數(shù)最大；不同蔬菜種植區(qū)土壤-蔬菜系統(tǒng)中重金屬IICQ指數(shù)大小順序為：番茄（3.92）＞紅油菜（3.37）＞白菜（3.33）＞胭脂蘿卜（3.32）＞甘藍（3.25）＞豌豆（2.74），除土壤-豌豆蔬菜系統(tǒng)屬于輕度污染外，其余土壤-蔬菜系統(tǒng)均屬于中度污染。

（2）土壤中Pb、Cr、Cd、As的形態(tài)分配比例和活性態(tài)差異顯著。均以殘渣態(tài)為主，Cr、Hg和As形態(tài)特征相似；Cd（14.81%）的酸可提取態(tài)占比遠大于其他元素，應當引起重視；Hg、Cd和Pb的活性態(tài)含量較高，分別為 48.98%、44.44%和39.40%，潛在危害性較高。

（3）番茄葉和白菜葉對Hg的富集系數(shù)均高于其他蔬菜的葉組織，番茄根和胭脂蘿卜根對 Pb的富集能力遠高于莖葉，Pb主要累積在豌豆和甘藍的莖部，其次為根部，紅油菜葉和白菜葉對 Pb的富集系數(shù)高于其根莖；甘藍、白菜和紅油菜富集 Cd的系數(shù)較高；豌豆對 Cd的富集能力最弱，IICQv最小，受污染最輕，抵抗重金屬能力最強。因此，建議研究區(qū)種植豌豆。

參考文獻：

BAIZE D. 2000. Total levels of “heavy metals” in French soil: general results of the ASPITET programme [J]. Courrier De Lenvironment De Linra, 39: 39-54.

BIAN Z F, DONG J H, LEI S G, et al. 2009. The impact of disposal and treatment of coal mining wastes on environment and farmland [J].Environmental Geology, 58(3): 625-634.

BLASER P, ZIMMERMANN S, LUSTER J, et al. 2000. Critical examination of trace element enrichments and depletions in soils: As,Cr, Cu, Ni, Pb and Zn Environmental in Swiss forest soils [J]. The Science of the Total Environmental, 249(1-3): 257-280.

CHENG Z, LEE L, DA Y S, et al. 2011. Speciation of heavy metals in garden soils: evidences from selective and sequential chemical leaching[J]. Journal of Soils and Sediments, 11(4): 628.

HORIGUCHI H, OGUMA E, SASAKI S, et al. 2004. Dietary exposure to cadmium at close to the current provisional tolerable weekly intake does not affect renal function among female Japanese farmers [J].Environ Res, 95(1): 20-31.

HU W Y, HUANG B, SHI X Z, et al. 2013. Accumulation and health risk of heavy metals in a plotscale vegetable production system in a periurban vegetable farm near Nanjing [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 98: 303-309.

WIESE S, MACLEOD C, ESTER J. 1997. A recent history of metal accumulation in the sediments of the Thanes Estuary, United Kingdom[J]. Estuaries, 20(3): 483-493.

陳玉成, 趙中金, 孫彭壽, 等. 2003. 重慶市土壤-蔬菜系統(tǒng)中重金屬的分布特征及其化學調控研究[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 22(1): 44-47.

杜曉林. 2012. 小清河污灌區(qū)土壤重金屬形態(tài)分析及生物有效性研究[D]. 山東:山東大學: 25-28.

環(huán)境保護部. 2014. 全國土壤污染調查公報[M]. 北京: 中國環(huán)境科學出版社.

黃東風, 王利民, 李衛(wèi)華, 等. 2017. 重金屬鈍化劑對蔬菜-土壤系統(tǒng) Cd和Pb的鈍化效果研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 26(7): 1242-1249.

李其林. 2000. 重慶市近郊蔬菜基地蔬菜中重金屬含量變化及污染情況[J]. 農業(yè)環(huán)境與發(fā)展, 17(2): 42-44.

李如忠, 潘成榮, 徐晶晶, 等. 2013. 典型有色金屬礦業(yè)城市零星菜地蔬菜重金屬污染及健康風險評估[J]. 環(huán)境科學, 34(3): 1076-1085.

林承奇, 胡恭任, 于瑞蓮. 2016. 九龍江和廈門西港近岸表層沉積物中汞的賦存形態(tài)及生態(tài)風險評價[J]. 環(huán)境化學, 35(4): 749-756.

劉妍, 甘國娟, 朱曉龍, 等. 2013. 湘中某工礦區(qū)農戶菜園重金屬污染分析與健康風險評價[J].環(huán)境化學, 32(9): 1737-1742.

魯如坤. 2000. 土壤農業(yè)化學分析方法[M]. 北京: 中國農業(yè)科學技術出版社: 156-161.

茹淑華, 耿暖, 張國印, 等. 2016. 河北省典型蔬菜產(chǎn)區(qū)土壤和蔬菜中重金屬累積特征研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 25(8): 1407-1411.

吳迪, 楊秀珍, 李存雄, 等. 2013. 貴州典型鉛鋅礦區(qū)水稻土壤和水稻中重金屬含量及健康風險評價[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 32(10):1992-1998.

夏芳, 王秋爽, 蔡立梅, 等. 2017. 有色冶金區(qū)土壤-蔬菜系統(tǒng)重金屬污染特征及健康風險分析[J]. 長江流域資源與環(huán)境, 26(6):865-871.

楊宏偉, 王明仕, 徐愛菊, 等. 2001. 黃河(清水河段)沉積物中錳、鈷、鎳的化學形態(tài)研究[J]. 環(huán)境科學研究, 14(5): 20-22.

楊晶, 趙云利, 甄泉, 等. 2014. 某污灌區(qū)土壤與蔬菜重金屬污染狀況及健康風險評價[J]. 生態(tài)與農村環(huán)境學報, 30(2): 234-238.

鄭順安, 王飛, 李曉華, 等. 2013. 應用invitro法評估土壤性質對土壤中Pb的生物可給性的影響[J]. 環(huán)境科學研究, 26(8): 851-857.

鄒素敏, 杜瑞英, 文典, 等. 2017. 不同品種蔬菜重金屬污染評價和富集特征研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學報, 26(4): 714-720.