土壤-黎藥系統(tǒng)中重金屬的遷移富集特征及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

張登新，唐少霞，吳 丹，莊亞呢，高家鳳，陳珂珂

（1.海南師范大學(xué) 地理與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，海南 ?？?571158；2.海南省熱帶海島地表過程與環(huán)境變化重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，海南 ?？?571158）

土壤既是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分[1]，也是人類賴以生存的物質(zhì)基礎(chǔ)。隨著工業(yè)污染物的超標(biāo)排放及農(nóng)用化學(xué)物質(zhì)的濫用，重金屬對(duì)土壤環(huán)境所造成的污染日益嚴(yán)重，已成為全球最為關(guān)注的環(huán)境問題之一[2]。當(dāng)下對(duì)土壤重金屬污染的研究主要集中于土壤重金屬的形態(tài)轉(zhuǎn)換及生物有效性研究[3-4]、土壤重金屬污染的修復(fù)研究和土壤-作物系統(tǒng)中重金屬的污染特征及風(fēng)險(xiǎn)研究3個(gè)方面，涉及水稻[5-6]、小麥[7]等糧食作物和茶樹[8]、蔬菜[9]、水果[10]等經(jīng)濟(jì)作物，研究?jī)?nèi)容包括探究污染源的時(shí)空格局、分析重金屬的遷移富集規(guī)律和評(píng)價(jià)系統(tǒng)生態(tài)健康風(fēng)險(xiǎn)等。已開展的研究主要側(cè)重于重金屬在土壤-作物系統(tǒng)中遷移、富集規(guī)律的探究及其系統(tǒng)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，而對(duì)重金屬在土壤-黎藥系統(tǒng)中的遷移富集規(guī)律及其健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)關(guān)注不足。

黎藥是黎族人民在長(zhǎng)期醫(yī)療實(shí)踐中不斷積累的寶貴經(jīng)驗(yàn)的總結(jié)，是中國傳統(tǒng)醫(yī)學(xué)的重要組成部分[11]，常以藥用植物的根、莖、葉等入藥。土壤中的重金屬受植物蒸騰作用所產(chǎn)生的拉力及通過擴(kuò)散作用進(jìn)入黎藥根部，再通過共質(zhì)體途徑和質(zhì)外體途徑到達(dá)黎藥的莖和葉，完成在土壤-黎藥系統(tǒng)中的遷移與分配[12-13]。而蓄積在黎藥中的重金屬可通過直接暴露途徑（經(jīng)口攝入、皮膚接觸和呼吸吸入）進(jìn)入人體，并產(chǎn)生生物放大作用，對(duì)人體健康構(gòu)成威脅[14-15]。目前對(duì)于黎藥的研究主要集中于分析具體藥物的質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[16-17]和藥理作用[18-19]、探究黎藥資源的開發(fā)與利用[20-21]等方面，盡管賴偉勇等對(duì)4種黎藥的重金屬含量進(jìn)行過初步測(cè)定[22]，但并未分析重金屬在土壤-黎藥系統(tǒng)中的遷移富集規(guī)律以及系統(tǒng)性評(píng)價(jià)其健康風(fēng)險(xiǎn)。

本研究以生長(zhǎng)在不同類型樣地的大沙葉、益智、五指毛桃、草豆蔻、豆蔻和砂仁等6種黎藥為研究對(duì)象，利用地累積指數(shù)法、單因子污染指數(shù)法、生物富集系數(shù)及遷移系數(shù)法評(píng)價(jià)黎藥樣地土壤重金屬污染程度，分析重金屬銅（（Cu）、鉻（Cr）、鉛（Pb）和鎘（Cd）在上述6種黎藥根、莖、葉中的含量特征及其在土壤-黎藥系統(tǒng)中的遷移富集規(guī)律，并使用靶標(biāo)危害系數(shù)法評(píng)估土壤-黎藥系統(tǒng)中富集的重金屬對(duì)人體的潛在健康風(fēng)險(xiǎn)，以期為黎藥的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及監(jiān)督管理提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

海南島地處北回歸線以南的熱帶北緣，屬熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，光溫充足，雨水充沛，適宜多種藥用植物的生長(zhǎng)發(fā)育，素有“天然藥庫”之稱。本研究以海南省文昌市、樂東黎族自治縣和儋州市的黎藥生長(zhǎng)地為研究靶區(qū)，選取生長(zhǎng)在蔬菜地、天然林地、橡膠林地和植物園樣地中的6種黎藥為研究對(duì)象，4種樣地所在市（縣）及其土壤基本特性見表1。每個(gè)樣地按“S”形采樣法采集樣品，各樣地至少選3個(gè)樣方。在文昌市蔬菜地內(nèi)分別采集大沙葉根系土壤樣品與莖部、葉部樣品共12個(gè)樣（4×3），在樂東黎族自治縣天然林地中分別采集大沙葉根系土壤樣品與莖部、葉部樣品共9個(gè)樣（3×3），在海南熱帶植物園內(nèi)分別采集益智、草豆蔻、豆蔻、砂仁根系土壤樣品與根部、莖部、葉部樣品共48個(gè)樣（4×3×4），在中國熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué)院（儋州院區(qū)）的橡膠林套種地內(nèi)分別采集益智、五指毛桃、草豆蔻根系土壤樣品與根部、莖部、葉部樣品共36個(gè)樣（3×3×4）。

表1 研究區(qū)域土壤基本特性Table 1 Basic characteristics of soil in the studied area

1.2 樣品采集及預(yù)處理

樣品采集時(shí)間為2020年12月中旬，分別采集黎藥植株根部（大沙葉未采集根部樣品）、莖部、葉部樣品及植株根系周圍的土壤（0～20 cm）。在野外采集土壤樣品時(shí)，現(xiàn)場(chǎng)手工挑出碎石、雜物、動(dòng)植物殘?bào)w，隨后將土壤樣品放置于實(shí)驗(yàn)室陰涼干燥處自然風(fēng)干，后研磨過200目篩，密封于聚乙烯袋中。使用去離子水清洗黎藥樣品4遍以去除吸附在樣品上的附著物，用濾紙吸干樣品表面水分，剪細(xì)后將其置入65 ℃烘箱中烘干（48 h以上），研磨過200目篩后密封于聚乙烯袋中。

1.3 土壤理化性質(zhì)及重金屬含量的檢測(cè)方法

使用土壤墑情測(cè)定儀FK-Q05檢測(cè)土壤pH，使用多參數(shù)土壤肥料養(yǎng)分測(cè)定儀FK-G02檢測(cè)土壤速效養(yǎng)分。參照《中華人民共和國藥典》收錄的電感耦合等離子體質(zhì)譜法（ICP-MS）測(cè)定樣品的重金屬元素殘留量[23]，測(cè)定儀器采用ICP-MS 7700（Agilent Technologies Inc，美國），檢測(cè)項(xiàng)目為鎘（Cd）、鉻（Cr）、銅（Cu）、鉛（Pb）4項(xiàng)。分析測(cè)試過程中按規(guī)范要求加10%空白樣與平行樣進(jìn)行質(zhì)量控制，各測(cè)試項(xiàng)目標(biāo)準(zhǔn)品的相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差（RSD）＜0.1%；加標(biāo)回收率為73%～101%，均在國家標(biāo)準(zhǔn)參比物質(zhì)的允許范圍內(nèi)。

重金屬含量檢測(cè)的具體步驟：準(zhǔn)確稱取0.100 g樣品置于微波消解罐中，土壤樣品添加8 mL硝酸，黎藥樣品依次添加5 mL 硝酸和3 mL 過氧化氫，旋緊瓶蓋，置于微波消解儀中（Milestone，意大利）按既定程序消解，消解完成后冷卻至室溫，將消解液轉(zhuǎn)移至50 mL容量瓶中，使用去離子水洗滌消解罐瓶蓋與內(nèi)壁3次，洗滌液合并于容量瓶中，最后定容至刻度，靜置24 h后上機(jī)測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析方法

1.4.1 單因子污染指數(shù)

單因子污染指數(shù)是對(duì)某一重金屬污染物的污染程度進(jìn)行評(píng)價(jià)的方法。其計(jì)算公式為

式中，Pi表示重金屬i的單因子污染指數(shù)，Pi＞1表明存在重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)；Ci為重金屬i的平均含量；Li為重金屬i的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值，分別參考海南省土壤重金屬含量背景值[24]、《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管制標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618-2018）中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值[25]、《中華人民共和國藥典》[23]及《歐洲藥典9.0版》[26]中部分植物藥重金屬的規(guī)定值。

1.4.2 地累積指數(shù)地累積指數(shù)法被廣泛應(yīng)用于評(píng)價(jià)土壤以及其他物質(zhì)中重金屬的污染程度。其計(jì)算公式為

式中，Igeo為地累積指數(shù)，Ci為土壤中重金屬i的含量，Bi為土壤中重金屬i的背景值，1.5是考慮到自然因素可能引起的背景值變動(dòng)而取的系數(shù)。本研究中重金屬的土壤背景值參照海南省土壤重金屬含量背景值。地累積指數(shù)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)見參考文獻(xiàn)[27]。

1.4.3 生物富集系數(shù)及遷移系數(shù)

使用生物富集系數(shù)（bioconcentration factors，BCF）評(píng)價(jià)黎藥不同部位富集重金屬的能力，富集系數(shù)越大說明其富集能力越強(qiáng)。其計(jì)算公式為

式中，C土為黎藥根系周圍土壤重金屬含量，C根為黎藥根部重金屬含量，C莖為黎藥莖部重金屬含量，C葉為黎藥葉部重金屬含量。

遷移系數(shù)（translocation factor，TF）反映的是重金屬元素在黎藥體內(nèi)根間—莖間、莖間—葉間的遷移能力，遷移系數(shù)越大說明黎藥根—莖間、莖—葉間運(yùn)輸重金屬的能力越強(qiáng)。其計(jì)算公式為

1.4.4 健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

基于最大限量理論，采用靶標(biāo)危害系數(shù)法（Target hazard quotients，THQ）對(duì)黎藥中的重金屬被人體攝取后潛在的健康風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)[28]。THQ是某種污染物的攝入劑量與參考劑量的比值，THQ＜1表明重金屬攝入水平低于安全限值。其計(jì)算公式為

式中，F(xiàn)IR（food ingestion rate）為每日攝取藥材量（根據(jù)《黎族醫(yī)藥》[29]，五指毛桃用藥量為成人20 g/d、兒童6 g/d，其余5 種藥物皆按成人10 g/d、兒童5 g/d 計(jì)），ED（exposure duration）為暴露于含重金屬黎藥的年數(shù)（成人為70 a，兒童為30 a），EF（exposure frequency）為每年暴露于含重金屬黎藥的天數(shù)（取值為365 d/a），Ci為黎藥中重金屬i的質(zhì)量分?jǐn)?shù)（mg/kg），WAB（average body weight）為人體平均體重（采用國際通用標(biāo)準(zhǔn)，成人為55.9 kg，兒童為32.7 kg[30]），TA（average exposure time for non-carcinogens）為平均接觸含重金屬黎藥的時(shí)間（為平均壽命70 a×EF），RFD（oral reference dose）為參考劑量[31]（RFD（Cd）=1×10-3mg/kg，RFD（Cr）=3×10-3mg/kg，RFD（Cu）=4×10-2mg/kg，RFD（Pb）=3.5×10-3mg/kg）。

2 結(jié)果與討論

2.1 4種黎藥樣地土壤重金屬殘留及污染評(píng)價(jià)

4種黎藥樣地的土壤重金屬平均含量及單因子污染指數(shù)見表2。由表2可知，4種樣地土壤中的Cr和Cd含量都超過了海南省土壤背景值[24]，其中蔬菜地土壤中的Cr含量是背景值的10.8倍，蔬菜地和植物園地土壤中的Cd含量超過背景值的13倍。土壤中的Cu含量方面，只有天然林地未超過海南省土壤背景值，是背景值的0.5倍。土壤中的Pb含量方面，只有蔬菜地超過了海南省土壤背景值，是背景值的1.1倍。與《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管制標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618-2018）中風(fēng)險(xiǎn)篩選值相比，蔬菜地土壤中的Cr 和Cd含量超過了風(fēng)險(xiǎn)篩選值，分別是風(fēng)險(xiǎn)篩選值1.1倍和2.2倍；植物園地土壤中的Cd含量也超過了風(fēng)險(xiǎn)篩選值，是風(fēng)險(xiǎn)篩選值的2.3倍?？梢姡寥乐胁糠种亟饘僖汛嬖诓煌潭鹊母患?，存在污染風(fēng)險(xiǎn)。

表2 4種黎藥樣地的土壤重金屬平均含量及單因子污染指數(shù)Table 2 Average contents of heavy metal in the sample soil of 4 Li medicines

4種黎藥樣地中各重金屬的含量多少次序?yàn)椋篊r含量方面，蔬菜地＞植物園地＞橡膠林地＞天然林地；Cu含量方面，蔬菜地＞橡膠林地＞植物園地＞天然林地；Cd含量方面，植物園地＞蔬菜地＞天然林地＞橡膠林地；Pb含量方面，蔬菜地＞植物園地＞橡膠林地＞天然林地。由此可見，Cr、Cu、Pb含量多少次序均為蔬菜地＞植物園地＞天然林地。

根據(jù)式（2），參照海南省土壤重金屬含量背景值計(jì)算4種黎藥樣地的土壤重金屬地累積指數(shù)，并評(píng)價(jià)其污染程度，結(jié)果見表3。由表3可知，蔬菜地土壤呈現(xiàn)Cd重度污染，Cr、Cu較重度污染，Pb輕度污染；天然林地土壤呈現(xiàn)Cr、Cd中度污染，無Cu、Pb污染；橡膠林地土壤呈現(xiàn)Cr、Cd中度污染，Cu輕度污染，無Pb污染；植物園地土壤呈現(xiàn)Cd重度污染，Cr較重度污染，Cu輕度污染，無Pb污染。

表3 4種黎藥樣地的土壤重金屬地累積指數(shù)及污染程度Table 3 Igeo and pollution degree in the sample soil of 4 Li medicines

2.2 黎藥重金屬殘留評(píng)價(jià)

對(duì)6 種黎藥根、莖、葉中的重金屬含量進(jìn)行測(cè)定并參照黎藥標(biāo)準(zhǔn)限值計(jì)算其單因子污染指數(shù)，結(jié)果見表4。

表4 6種黎藥根、莖、葉中重金屬的平均含量及單因子污染指數(shù)Table 4 Average contents of heavy metal in the 6 Li medicines

由表4可知，大沙葉莖、葉中的Cr、Cd、Pb、Cu含量均未超標(biāo)；益智根部的Cr、Pb含量超標(biāo)，而莖、葉中4種重金屬含量均未超標(biāo)；五指毛桃除根部的Pb含量及葉部的Cd含量超標(biāo)外，其余皆未超標(biāo)；草豆蔻根部的Cr、Pb含量超標(biāo)，莖部的Cr含量和葉部的Pb含量也超標(biāo)；豆蔻根部的Cu、Pb含量超標(biāo)，其余皆未超標(biāo)；砂仁根部的Cu含量超標(biāo)，其余皆未超標(biāo)。6種黎藥中，除五指毛桃以根部入藥外，其余5種黎藥皆以葉入藥。除以根部入藥的五指毛桃和以葉入藥的草豆蔻受到Pb元素的輕微污染外，其余4種黎藥的藥用部位皆未受到重金屬污染。

2.3 土壤-黎藥系統(tǒng)中重金屬的富集特征

依據(jù)表4計(jì)算黎藥根、莖、葉對(duì)重金屬Cr、Cu、Cd、Pb的富集系數(shù)，結(jié)果如圖1所示。根部對(duì)重金屬元素的富集能力依次為Cu＞Cd＞Cr＞Pb（圖1a），莖對(duì)重金屬元素的富集能力依次為Cu＞Cd＞Cr＞Pb（圖1b），葉對(duì)重金屬元素的富集能力依次為Cd＞Cu＞Cr＞Pb（圖1c）。整體來看，6種黎藥對(duì)Cd、Cu具有較強(qiáng)的富集作用，其原因可能為Cu是作物生長(zhǎng)發(fā)育必需的微量營(yíng)養(yǎng)元素，適量的Cu營(yíng)養(yǎng)對(duì)植物的新陳代謝及品質(zhì)的改善具有重要意義[32]，故黎藥根、莖、葉對(duì)Cu具有較強(qiáng)的富集作用。土壤中Cd的存在形態(tài)分為水溶性和非水溶性，其中離子態(tài)和絡(luò)合態(tài)的水溶性Cd極易被植物吸收，雖然非水溶性Cd在土壤中不易遷移，但在酸性土壤環(huán)境下，Cd的溶解度增高，導(dǎo)致其在土壤中遷移能力增強(qiáng)[33]。Cd從土壤中通過植物根細(xì)胞的吸收與擴(kuò)散進(jìn)入植物體，經(jīng)由維管束運(yùn)輸?shù)饺~、果實(shí)、種子等器官，進(jìn)而在植物體內(nèi)逐漸積累富集，因此黎藥對(duì)Cd也具有較強(qiáng)的富集作用。黎藥對(duì)Cr的富集作用較弱，且根部富集作用高于莖與葉，這是因?yàn)橥寥乐腥齼r(jià)鉻活性低，在酸性土壤中鉻主要以六價(jià)鉻為主[34]，不易遷移，因此4個(gè)樣地土壤中Cr的富集不明顯。黎藥的莖和葉對(duì)Pb的富集作用最低，這是因?yàn)檫M(jìn)入土壤的Pb 易與有機(jī)物和礦物質(zhì)結(jié)合，極難溶解，使得Pb 易積累在土壤表層[35]，即使微量Pb進(jìn)入植物組織，大部分也會(huì)集中于根部，難以向莖、葉遷移[36]。

圖1 6種黎藥的富集系數(shù)Figure 1 Bioconcentration factors of 6 Li medicines

2.4 黎藥根、莖、葉中4種重金屬的遷移特征

遷移系數(shù)（TF）常被用來評(píng)估重金屬在植物器官中的遷移能力，依據(jù)表4中6種黎藥根、莖、葉中重金屬的平均含量分別計(jì)算不同黎藥中重金屬元素在根—莖間、莖—葉間的遷移系數(shù)，結(jié)果如圖2。由圖2可見，重金屬在6種黎藥中的遷移能力不同。Cr只有在砂仁根—莖間的遷移系數(shù)大于1，在其余4種黎藥根—莖間的遷移系數(shù)都小于1。Cr 在莖—葉間的遷移系數(shù)除大沙葉、草豆蔻、砂仁略小于1外，其余3種黎藥都大于1。Cu只有在五指毛桃根—莖間和草豆蔻莖—葉間的遷移系數(shù)大于1，表明Cu在黎藥根—莖—葉間的遷移能力總體較弱。Cd在根—莖間的遷移系數(shù)除五指毛桃和砂仁大于1外，其余皆遠(yuǎn)小于1，但Cd在大沙葉、益智、五指毛桃、豆蔻4種黎藥莖—葉間的遷移系數(shù)皆遠(yuǎn)大于1。Pb在6種黎藥中根—莖間的遷移系數(shù)都小于1；除在益智和砂仁莖—葉間的遷移系數(shù)小于1外，在其余黎藥莖—葉間的遷移系數(shù)都大于1。

圖2 6種黎藥的遷移系數(shù)Figure 2 Translocation factors of 6 Li medicines

整體來看，4種重金屬在黎藥根—莖間的遷移能力大小順序?yàn)镃d＞Cr＞Cu＞Pb，其中Cd的遷移系數(shù)均值為1.03，遷移能力較強(qiáng)；Cr和Cu的遷移系數(shù)均值分別為0.82和0.59，遷移能力一般；Pb的遷移系數(shù)均值僅為0.15，遷移能力最弱。4種重金屬在黎藥莖—葉間的遷移能力大小順序?yàn)镃d＞Pb＞Cr＞Cu，其中Cd、Pb的遷移系數(shù)均值分別為3.09和3.07，遷移能力極強(qiáng)；Cr的遷移系數(shù)均值為1.04，遷移能力較強(qiáng)；Cu的遷移系數(shù)均值為0.84，遷移能力一般。綜上所述，重金屬Cd、Pb在黎藥莖—葉間的遷移能力極強(qiáng)，黎藥的根部對(duì)Cd、Pb的遷移阻礙較強(qiáng)；Cr在莖—葉間的遷移能力較強(qiáng)，其根—莖間的遷移受到一定阻礙；Cu在黎藥體內(nèi)根—莖—葉間的遷移能力一般。

6種黎藥根—莖間、莖—葉間重金屬遷移能力存在的差異，除與元素的基本性質(zhì)及相互作用有關(guān)外，還受到土壤性質(zhì)[37]、養(yǎng)護(hù)方式及其他污染物的影響。重金屬從土壤到黎藥根、莖、葉的遷移過程極其復(fù)雜，不同的影響因素具有不同的影響機(jī)制和效應(yīng)，黎藥容易吸收一些重金屬元素而難以吸收另一些重金屬，同一重金屬的不同價(jià)態(tài)吸收系數(shù)也存在較大的差別，關(guān)于重金屬在土壤-黎藥系統(tǒng)內(nèi)的遷移差異機(jī)制有待于進(jìn)一步研究。

2.5 土壤-黎藥系統(tǒng)中重金屬的健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

除五指毛桃以根部入藥外，其余5種黎藥均以葉入藥。6種黎藥藥用部位的重金屬靶標(biāo)危害系數(shù)（THQ）見表5。從表5中可見，6種黎藥藥用部位重金屬的每日攝入量均低于其參考暴露劑量。4種重金屬的靶標(biāo)危害系數(shù)均遠(yuǎn)小于1，表明大沙葉、益智、五指毛桃、草豆蔻、豆蔻和砂仁6種黎藥藥用部位殘留的Cd、Cr、Cu、Pb對(duì)暴露人群造成的健康影響不明顯，即6種黎藥藥用部位殘留的Cd、Cr、Cu、Pb對(duì)暴露人群無攝入風(fēng)險(xiǎn)。

表5 6種黎藥藥用部位的重金屬靶標(biāo)危害系數(shù)Table 5 THQ of heavy metal in medical part of 6 Li medicines

3 結(jié)論

（1）與海南省土壤重金屬含量背景值相比，4種黎藥樣地中的Cd和Cr的含量皆高于背景值，蔬菜地、植物園地、橡膠林地中Cu含量及蔬菜地中Pb含量也高于背景值；與《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管制標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618-2018）中的風(fēng)險(xiǎn)篩選值相比，只有蔬菜樣地和植物園樣地中的Cd含量和蔬菜樣地中的Cr含量超標(biāo)；而根據(jù)地累積指數(shù)評(píng)價(jià)法，蔬菜地、天然林地、橡膠林地、植物園地等4種黎藥樣地中僅天然林地土壤未受到Cd污染，其余黎藥樣地土壤皆受到Cr、Cu、Cd不同程度的污染，Pb的污染不明顯，僅蔬菜地土壤受到Pb的輕微污染；Cr、Cu、Pb含量多少次序均為蔬菜地＞植物園地＞天然林地。

（2）不同黎藥對(duì)重金屬的吸收量具有差異，同種黎藥的不同部位對(duì)重金屬的累積量也不同。除了以根部入藥的五指毛桃和以葉入藥的草豆蔻受到Pb元素的輕微污染外，大沙葉、益智、豆蔻和砂仁等4種黎藥的藥用部位皆未受到重金屬污染。

（3）大沙葉、益智、五指毛桃、草豆蔻、豆蔻和砂仁等6種黎藥對(duì)Cd、Cu具有較強(qiáng)的富集能力，對(duì)Cr的富集能力較弱，對(duì)Pb的富集能力最弱，且根部的富集能力高于莖與葉。

（4）相同重金屬在6種黎藥中的遷移能力存在差異。整體來看，重金屬Cd、Pb在黎藥莖—葉間的遷移能力極強(qiáng)，黎藥的根部對(duì)Cd、Pb的遷移阻礙較強(qiáng)；Cr在莖—葉間的遷移能力較強(qiáng)，在根—莖間的遷移受到一定阻礙；Cu在根—莖—葉間的遷移能力一般。

（5）6種黎藥藥用部位殘留的Cd、Cr、Cu、Pb對(duì)暴露人群均無攝入風(fēng)險(xiǎn)。