土壤是人类赖以生存的基础，其影响作物生长、食品安全及人体健康。工业和城市的快速发展和化肥、农药的长期过量施用使土壤重金属污染面积不断扩大，土壤作物重金属超标现象日益严重[1-2]。土壤重金属污染是我国环境污染中面积最广、危害最大的环境问题之一[3]。原环境保护部对3.6万hm2基本农田保护区土壤重金属含量进行调查，发现超标率达12.1%[4]。研究表明，云南省三七主产区土壤重金属镉(Cd)、砷(As)和铜(Cu)超标率分别约为62.7%、35.3%和64.7%[5-6]。重金属具有易积累和潜伏、难降解、迁移速率慢和生态环境效应复杂等特点，能够通过作物富集进入食物链并传递至人体，具有潜在人体健康风险。
中药材是我国的民族瑰宝，已成为我国具有自主知识产权优势的现代经济产业之一。中药材作为天然药物，因其特有的医药理论和现实疗效受到关注。随着国内外关注度的不断提升，中药材质量和食用安全已引起重视。在中药材现代化进程中，由于受到水、空气和土壤污染等因素的影响，重金属超标事件屡有发生，成为制约其走向世界的重要因素之一[7-10]。三七(P. notoginseng (Burk.)F. H. Chen)，又名田七、人参三七、田三七、山漆和血参等，为五加科(Araliaceae)人参属，是我国特有的古老物种，喜冬暖夏凉气候、半阴和半潮湿环境，生长期3年以上才具有较好的药用价值。因其对气候、土壤和植被等生长环境的特殊要求，分布范围限于西南、华南、华中地区，以云南和广西为主要产地，其中云南省文山州种植三七已有400多年历史，市场占有率>90%，是著名的“三七之乡”。三七因其在血液、心血管、神经及免疫等系统的生理活性，尤其对心脑血管疾病的显著疗效[11]，已成为我国出口的大宗中药材品种[12]。
三七作为中成药制剂的重要原料，重金属含量超标对其质量安全造成威胁。近年来，随着采矿活动的无序扩张及含重金属农药的大量使用，三七种植区土壤重金属污染问题日益严重，对三七的种植安全及国际贸易产生严重威胁[13]。目前，三七研究主要集中于种植连作障碍、药用活性成分、药理作用和临床应用方面，对三七中重金属污染的综述性研究报道较少[14-16]。然而，三七种植期较长(3年)且根部为主要药用部位，土壤重金属可能通过根系吸收并积累，故三七重金属的含量与分配值得关注。例如，江滨等[17]采集云南省三七主产地不同生长年限、不同规格的三七及其种植土壤，对比直接粉碎和清洗后粉碎2种处理的三七须根和剪口样品的Cd、As、铅(Pb)、汞(Hg)和Cu含量，发现后者较前者显著降低，认为三七中重金属主要来自其表面所附浮土。郝南明等[18]和冯光泉等[14]通过野外调查发现，三七中Cd、As等主要源于其特殊的吸收、累积机制。目前对三七重金属吸收、分配特征及其影响因素尚无统一结论。三七主产地云南和广西广泛分布Pb、锌(Zn)和Cu等金属矿，且土壤重金属背景值较其他省份偏高[19-20]，其土壤重金属污染问题较为突出。此外，重金属通过食物链富集进入人体，损害神经系统且致癌，对人体健康具有极大威胁[21]。中药材的土壤种植安全和食品安全已引起广泛关注[22]，重金属含量已成为中药材质量控制的重要指标之一[23]。由此，本文重点关注三七种植区土壤和三七植株重金属(Cd、As、Pb、Hg和Cu)污染，分析重金属在“土壤-三七”系统的富集转运机理，阐述土壤污染对三七重金属吸收和分配的影响，为降低三七重金属含量、保障其食品安全提供基础信息和技术参考。
1 三七重金属含量与富集分配特征(Content, accmulation and distribution characteristics of heavy metals in P. notoginseng)
1.1 三七重金属含量
三七植株形态如图1所示，包括主根、侧根、须根、剪口、茎、叶和籽7部分，其主根是主要的药用及食用部位，是中成药制剂的主要原料，其重金属含量超标已有报道[24]。三七通过叶片气孔和根系吸收重金属，并受大气重金属沉降和人类活动等影响。三七重金属污染评估主要参照《药用植物及制剂外经贸绿色行业标准》(WM/T2—2004)[25]和《中国药典》(2015)[26]，其中Cd、As、Pb、Hg和Cu标准限值分别为0.3、2、5、0.2和20 mg·kg-1。
图1 三七植株形态及其重金属来源与分布
Fig. 1 Plant diagram of P. notoginseng and sources and distribution of heavy metals
三七各部位(主根、须根、剪口、茎和叶)重金属(Cd、As、Pb、Hg和Cu)含量总结于表1，超标率总结于表2。由表1可知，三七Cd含量总体表现为：须根(0.36～5.5 mg·kg-1)>茎(0.23～2.07 mg·kg-1)>叶(0.29～2.25 mg·kg-1)>主根(0.21～1.3 mg·kg-1)[27]；茎(0.4 mg·kg-1)>叶(0.1 mg·kg-1)[28]；须根(0.5 mg·kg-1)>茎(0.3 mg·kg-1)>主根(0.2 mg·kg-1)>剪口和叶(0.1 mg·kg-1)[29]；主根和剪口(0.1～0.22 mg·kg-1)>茎和叶(0.1～1.18 mg·kg-1)[30-34]。As含量表现为：须根(4.4 mg·kg-1)>剪口(2 mg·kg-1)>主根(1.4 mg·kg-1)>叶(1.3 mg·kg-1)>茎(0.5 mg·kg-1)[29]；须根(5.8 mg·kg-1)>叶(4.6 mg·kg-1)>主根(1.6 mg·kg-1)>茎(0.9 mg·kg-1)[20]。Pb含量为：须根(12.8 mg·kg-1)>茎和叶(4.6 mg·kg-1)>主根(1.3 mg·kg-1)>剪口(0.8 mg·kg-1)[14]；须根(5.2 mg·kg-1)>茎和叶(1.4 mg·kg-1)>剪口(0.8 mg·kg-1)>主根(0.2 mg·kg-1)[35]。Hg含量为：主根和茎(0.4 mg·kg-1)>叶(0.2 mg·kg-1)[18]；主根和茎(0.1 mg·kg-1)>叶(0.06 mg·kg-1)[29]。Cu含量为：剪口(6.1 mg·kg-1)>主根(5.2 mg·kg-1)>茎和叶(3.1 mg·kg-1)[34]。数据表明，三七各部位重金属含量存在差异，但分布特征较一致，表现为地下部含量高于地上部。由于地下部主根为主要用药部位，其重金属含量及吸收阻控需引起重视。
基于三七各重金属标准限值，其超标率整体表现为As 12.7%～58.5%[36]、Cd 16.7%～50%[36-37]、Cu 25%[36]、Pb 5.7%[36]和Hg 0%[36]，表明三七As、Cd超标问题较为突出[33,36,38]。如表2所示，三七各部位均存在不同程度的重金属超标现象，其中Cd超标率表现为：须根(40%)>茎(20%)>主根(13.3%)>叶和剪口(6.6%)[29]。As超标率为：须根(66.6%)>剪口(33.3%)>叶(26.6%)>主根(20%)>茎(6.6%)[29]。Pb超标率为：须根(63%)>主根(50%)>叶(38%)>茎(25%)[27]；Hg、Cu无显著超标现象。
表1 三七植株不同部位重金属(Cd、As、Pb、Hg和Cu)含量
Table 1 Heavy metals (Cd, As, Pb, Hg, Cu) concentrations in different tissues of P. notoginseng
重金属元素Heavy metals重金属含量(以干质量计)/(mg·kg-1) Heavy metals concentration (Based on dry mass)/(mg·kg-1)主根Main root须根Fibrous root剪口Snip茎Stem叶Leaf参考文献ReferencesCd0.21～1.30.36～5.5-0.23～2.070.29～2.25[27]---0.40.1[28]0.20.50.10.30.1[29]0.11～1.22---0.21～1.18[30]0.41±0.24---0.36±0.25[31]0.10～1.22---0.11～1.18[32]0.4-0.40.10.1[34]As---0.91.9[28]2.7--0.560.37[18]1.44.420.51.3[29]0.69～9.28---1.37～14[30]1.65.8-0.94.6[20]2.09±1.57---4.08±4.22[31]0.05～9.28---0.07～21.8[32]0.9--0.60.6[14]Pb25.330.6-17.19.6[27]---2.52.2[28]---0.20.1[18]0.983.241.340.472.04[29]0.33～3.06---3.07～10.4[30]1.36±0.65---4.68±2.54[31]0.1～3.06---1.03～12.9[32]2.9-3.11.31.3[34]0.25.20.81.41.4[35]1.312.80.84.64.6[14]Hg--0.04--[28]0.4--0.40.2[18]-0.1-0.10.06[29]Cu2.62～7.012.17～14.29-1.82～14.563.54～86.17[27]0.7--0.10.2[29]3.06～8.12---2.04～16.9[29]5.44±1.74---8.24±6.47[31]1.58～12---2.04～60.3[32]5.2-6.13.13.1[34]
注：- 未检出；粗体表示超标。
Notes:- means not detected; bold letters indicate exceeding the standard values.
表2 三七不同部位重金属(Cd、As、Pb、Hg和Cu)超标率
Table 2 Standard exceeding ratios of heavy metals (Cd, As, Pb, Hg, Cu) in P. notoginseng different tissues
重金属元素Heavy metals超标率/% Standard exceeding ratios/%主根Main root须根Fibrous root剪口Snip茎Stem叶Leaf参考文献ReferencesCd13.3406.6206.6[29]82.4---64.7[30]62.9---33.3[31]As58.576.5---[34]31.4----[18]2066.633.36.626.6[29]58.8---94.1[30]37---48.2[31]68.3----[32]Pb5063-2538[27]----58.8[30]----37[31]----36.6[35]Hg-Cu-3.7[31]-4.9[34]
注： -，无重金属超标率。
Notes:- , no heavy metal standard exceeding ratios available.
前期研究认为，Cd高超标率可能与三七植株较强的Cd吸收和富集能力有关[17,28]。随着工农业发展，Cd通过废气、废水、废渣进入三七种植环境造成土壤Cd污染。Cd超标主要发生于主根、须根(表1～表2)，污染源包括工业废气、粉尘、污染水及土壤等。此外，三七As超标率亦较高[39]。例如，云南和广西12个产地三七As超标率为32.4%[40]；云南0.2 mg·kg-1[41]，超标2.3倍；云南省红河州4个县市三七主根As超标率高达58.5%[30]，可能源于土壤As污染[42-43]。亦有研究发现，三七地上部(茎、叶)As含量显著低于地下部(主根、须根)(0.35～0.4 mg·kg-1 vs. 0.06～0.39 mg·kg、0.1～0.53 mg·kg-1)，认为三七As污染源之一为含As化学农药(例如退菌特)的使用[44]，且种植区土壤中As含量过高是引起三七主根富集As的主要原因。茎、叶中Pb含量较高(0.2～17.1 mg·kg-1、0.1～12.9 mg·kg-1)，超标率为25%[27]和58.8%[30]。研究表明，相较于远公路种植区，近公路种植区三七(3.27 mg·kg-1 vs. 3.35 mg·kg-1)及其种植土壤(15.4 mg·kg-1 vs. 33.7 mg·kg-1)Pb含量升高[41]，表明三七Pb污染可能源于汽车尾气及大气沉降，故三七种植地可选择远离公路区域。此外，种植土壤及三七中Cu主要来源于铜矿石采冶、化工和农药等[28]。
1.2 三七重金属富集分配及转运特征
1.2.1 三七重金属富集分配特征
生物富集系数(bioconcentration factor, BCF)为植物中不同部位重金属浓度与土壤重金属浓度之比，用于评价植物吸收和富集某种重金属的能力，BCF值越大，表明其重金属吸收和富集能力越强，重金属抗性越强[45-46]，反之越弱[47-52]，BCF>1认为具有富集特性[53]。三七不同部位对不同重金属(Cd、As、Pb、Hg和Cu)的富集能力和分配规律均不同(表3)，其中BCFCd表现为：须根(4.01)>叶(2.64)>茎(2.49)>主根(1.51)[27]；主根(1.34)>叶(1.18)[31]。BCFAs表现为：须根(0.16)>叶(0.13)>主根(0.05)>茎(0.03)[33]；叶(0.15)>主根(0.08)[31]。BCFPb表现为：须根(0.37)>主根(0.23)>叶(0.13)>茎(0.11)[27]。BCFHg表现为：须根(0.1)>叶(0.05)>主根(0.04)>茎(0.01)[27]。BCFCu表现为：叶(0.37)>须根(0.26)>茎(0.15)>主根(0.13)[27]；叶(0.12)>主根(0.08)[31]。三七重金属富集系数如表3所示。
表3 三七不同部位重金属(Cd、As、Pb、Hg和Cu)富集系数(BCF)
Table 3 Heavy metals (Cd, As, Pb, Hg, Cu) bioconcentration factor (BCF) in different tissues of P. notoginseng
重金属元素Heavy metals富集系数Bioconcentration factor主根Main root须根Fibrous root茎Stem叶Leaf参考文献ReferencesCd1.51±1.494.01±3.692.49±3.242.64±3.89[27]1.34--1.18[31]As0.08--0.15[31]0.050.160.030.13[33]Pb0.23±0.250.37±0.330.11±0.230.13±0.17[27]0.03--0.13[31]Hg0.040.10.010.05[27]Cu0.13±0.110.26±0.210.15±0.120.37±0.48[27]0.08--0.12[31]
由上可见，重金属Cd、As、Pb和Hg在三七不同部位的累积规律总体一致，均为地下部(主根、须根)高于地上部(茎、叶)；Cu的富集规律是地上部(茎、叶)高于地下部(主根、须根)。5种重金属中，三七对Cd的富集能力最强，各部位BCFCd均>1，而BCFPb、As、Hg、Cu则均<1，表明三七极易吸收富集Cd[30]，与前文三七Cd超标率高相对应。另有研究发现，三七BCFCd、As、Pb表现为叶片>须根[30]，可能与三七种植区环境及栽培技术差异等有关。三七对重金属的富集、分配具有部位选择性和生长期特异性，这与不同功能部位不同时期的调控机制有关[14]。目前三七富集重金属的机理已有报道[14,20,27]，但调控方式仍未知，因此，可开展不同部位、不同生长期重金属富集的分子机制研究，以期通过分子技术手段进行调控，降低三七对重金属的吸收富集。
1.2.2 三七重金属转运特征
转运系数(translocation factor, TF)为植物地上部重金属浓度与根系重金属浓度之比，用于评估化学物质在植物体内的迁移转运能力[54-55]。自然环境下，植物通过根系从土壤中吸收重金属，并在体内累积和转运，重金属在植物体内迁移、转运受植物转运能力和土壤理化性质的影响[56]。由于重金属具有毒性，植物可抑制重金属吸收或降低其向地上部转运[57]。三七重金属转运系数如表4所示。
表4 三七不同部位重金属(Cd、As、Pb、Hg和Cu)转运系数(TF)
Table 4 Heavy metals (Cd, As, Pb, Hg, Cu) translocation factor (TF) in different tissues of P. notoginseng
重金属元素Heavy metals茎Stem叶Leaf参考文献ReferencesCd--[27]4.211.14[29]As0.374.91[29]0.030.13[20]Pb--[27]0.614.7[29]Hg1.921.6[29]Cu---
三七不同部位重金属转运系数差异较大，TFCd表现为：茎(4.21)>叶(1.14)[29]。TFAs表现为：叶(0.130)>茎(0.03)[20]；叶(4.91)>茎(0.37)[29]。TFPb表现为：叶(4.7)>茎(0.61)[29]。TFHg表现为：茎(1.92)>叶(1.6)[29]。由此可见，三七茎对Cd、Hg，叶对As、Pb的转运能力较强(均>1)，但茎在重金属富集过程中主要起转运作用，而非富集或储藏功能。研究亦表明，三七具有较强的地下-地上As转运能力[20]。三七茎、叶对5种重金属的转运能力表现为：Cd>Hg>Pb>As>Cu，As>Pb>Hg>Cd>Cu。茎(TFCd=4.21)[29]、叶(TFAs=4.91)[29]较高可能与喷洒含Cd、As农药和叶面施肥有关[31]，故可通过控制叶面施肥，降低三七地上部对重金属的吸收。
2 三七吸收富集重金属的影响因素(Factors affecting uptake and accumulation of heavy metals in P. notoginseng)
2.1 土壤重金属含量、赋存形态和生物有效性
2.1.1 土壤重金属含量
种植土壤重金属种类和含量直接影响三七重金属含量与富集[58]。三七种植区土壤重金属含量如表5所示。三七种植区土壤Cd、As、Pb、Hg和Cu含量范围分别为0.38～1.2[29,32]、4.68～70.7[30,32]、4.22～53.4[29-30]、0.56[29]和0.74～72.6[29-30] mg·kg-1。参照《土壤环境质量标准》(GB 15618—2018)[59-61]土壤重金属二级标准(Cd 0.3 mg·kg-1、As 40 mg·kg-1、Pb 250 mg·kg-1、Hg 0.3 mg·kg-1、Cu 50 mg·kg-1)，现有研究数据表明三七土壤超标率范围分别为53.3%～75%[27,35]、35.3%～66.7%[29,32]、6.67%[35]、73.3%[29]和50%～71%[27,30]，表明三七种植土壤重金属污染较严重，对三七重金属含量及其质量安全具有潜在影响。
表5 三七种植地土壤重金属(Cd、As、Pb、Hg和Cu)含量
Table 5 Heavy metals (Cd, As, Pb, Hg, Cu) content in P. notoginseng planting soils
重金属元素Heavy metals重金属含量/(mg·kg-1)Heavy metal content/(mg·kg-1)超标率/%Standard exceeding ratios/%参考文献References重金属元素Heavy metals重金属含量/(mg·kg-1)Heavy metal content/(mg·kg-1)超标率/%Standard exceeding ratios/%参考文献ReferencesPbCd29.9-[25]53.4-[27]42.9-[26]4.22-[28]22.0-[30]49.36.67[33]0.7475[25]1.260[27]0.4971[28]0.3862.7[30]0.9253.3[33]AsHgCu57.9566.7[29]65.59-[28]4.6853[30]6.9～242-[31]70.735.3[32]51.96-[35]18.93-[14]0.5673.3[29]47.7750[27]72.61-[29]0.7471[30]
研究表明，当土壤As由40.7 mg·kg-1升至46.8 mg·kg-1、Cd由0.46 mg·kg-1升至0.92 mg·kg-1，三七主根、叶片中As (0.051 mg·kg-1 vs. 9.28 mg·kg-1，0.07 mg·kg-1 vs. 21.8 mg·kg-1)、Cd(0.1 mg·kg-1 vs. 1.22 mg·kg-1，0.12 mg·kg-1 vs. 1.18 mg·kg-1)含量增加，超标率分别达31.4%和68.3%、76.5%和58.5%[32]。此外，三七主根、叶片Pb含量与土壤Pb含量呈正相关(r2=0.237、0.226)[32]。土培实验中，三七各部位Cd含量随土壤Cd含量升高而升高，例如，土壤Cd浓度由10 mg·kg-1升至30 mg·kg-1时，三七各部位(叶、茎、剪口、主根、须根)Cd含量均升高(1.86 mg·kg-1 vs. 2.81 mg·kg-1、1.75 mg·kg-1 vs. 2.81 mg·kg-1、2.25 mg·kg-1 vs. 4.35 mg·kg-1、1.91 mg·kg-1 vs. 3.01 mg·kg-1、20.0 mg·kg-1 vs. 52.2 mg·kg-1)[62]。研究亦表明，随土壤Cd浓度增加，三七主根的食品安全风险亦增加[27]。三七不同部位As含量因土壤As含量呈现差异[63]。例如，当土壤As≤100 mg·kg-1，主根As含量随土壤As含量增加80%，须根As含量则降低5%，茎As含量降低5%；当土壤As>100 mg·kg-1，主根As含量降低5%，而须根As含量升高34%，茎As含量升高28%，叶As含量降低5%[20]。研究亦发现，当土壤As含量为14～25 mg·kg-1时，主根As含量高于茎叶(0.85 mg·kg-1 vs. 0.6 mg·kg-1)；而当土壤As含量为64～124 mg·kg-1时，主根As含量显著低于茎叶(4.04 mg·kg-1 vs. 76.6 mg·kg-1)[64]，表明土壤高As促进As由根向地上部转运。综合来看，三七体内的重金属主要来源仍然是土壤，因此，控制种植区域的土壤环境质量、减少栽培过程中外源重金属对土壤的二次污染是解决三七重金属污染问题的关键。
2.1.2 土壤重金属赋存形态及生物有效性
研究表明，相较于重金属总量，重金属赋存形态及生物有效性更大程度上决定着土壤重金属的活动性、环境行为、环境效应及生物毒性[65]。重金属的不同形态具有不同的生物毒性和环境行为，影响其在“土壤-三七”系统中的迁移转化。生物有效态重金属是指能够被生物吸收利用或可产生毒害效应的形态[66]。重金属在土壤中的形态含量直接影响其迁移、转化及生物毒性[67-68]。水溶态、离子交换态和碳酸盐结合态为生物有效态，可迁移性最强，易被植物吸收；腐殖酸结合态、铁锰氧化物结合态和强有机结合态为潜在生物有效态，受介质酸碱度影响较大，在强酸性环境下易被植物吸收[69-70]。
土壤重金属赋存形态影响其生物有效性，进而影响三七重金属吸收与含量[71]。研究发现，三七种植土壤中，能被三七充分吸收利用的Cd主要为可交换态与碳酸盐结合态[62]。云南省文山市三七种植土壤中Cd形态含量为：铁锰氧化物结合态(0.125 mg·kg-1)>残渣态(0.078 mg·kg-1)>碳酸盐结合态(0.062 mg·kg-1)>有机物结合态(0.54 mg·kg-1)>可交换态(0.05 mg·kg-1)[35]，表明文山市三七种植地区土壤Cd全量虽有超标现象，但其生物有效态含量较低，然而，研究表明，在三七种植土壤中施加磷肥可使Cd由不溶态转变成水溶交换态[72]，提高其生物有效性，导致三七Cd含量升高。此外，云南省文山市三七种植区土壤Pb形态表现为：残渣态(21.5 mg·kg-1)>有机物结合态(13.9 mg·kg-1)>铁锰氧化物结合态(9.39 mg·kg-1)>碳酸盐结合态(6.58 mg·kg-1)>可交换态(4.08 mg·kg-1)[35]。云南省文山市三七土壤Cu形态为：残渣态(15.6 mg·kg-1)>有机物结合态(9.16 mg·kg-1)>铁锰氧化物结合态(7.79 mg·kg-1)>碳酸盐结合态(6.58 mg·kg-1)>可交换态(4.74 mg·kg-1)[35]。Pb、Cu均是残渣态含量最高，其次为有机结合态和铁锰氧化物结合态，可交换态含量最低。不同重金属的赋存形态差异受多种因素影响。其中，土壤Cd、Pb的生物有效性主要受重金属全量、土壤pH、有机质、氧化还原电位、人为干预等因素影响[73-74]。
2.2 土壤理化性质
2.2.1 土壤pH
酸碱性影响土壤理化性质、微生物活性、重金属赋存形态和生物有效性。低pH可促进重金属溶解，提高其生物有效性，pH<6.5重金属有效性较高[75]。研究表明，三七种植区土壤pH为5.0～8.0，中性偏酸性(pH 6.5～7.0)适宜生长[76]。pH降低使腐殖酸结合态、铁锰氧化物结合态重金属活动性增强，故土壤酸化可导致三七重金属污染率升高[77-78]。盆栽试验研究不同pH值(4.0、5.5、7.0、8.5)对重金属植物吸收的影响，发现酸性(pH 5.5)促进植物Cd吸收(由23.2%提高至46%)[79]。碱性时，土壤中黏粒矿物和有机质表面负电荷减少，降低H+与重金属竞争吸附位点，从而降低重金属的生物有效性[38]。红壤、潮土、黄褐土和水稻土pH值与Cd、Pb有效态含量的关系研究表明，pH值由4.34～8.30升高至5.05～8.62，有效态Cd、Pb含量由0.01～7.82 mg·kg-1和2.55～256 mg·kg-1降至0.05～0.45 mg·kg-1和0.28～106 mg·kg-1[80-81]。与重金属阳离子相反，类金属As阴离子有效态含量随pH升高而增加，导致植物As吸收增加，例如，土壤pH值由5.87升至6.33时，三七As含量由0.33 mg·kg-1增至0.35 mg·kg-1[62]。土壤pH通过影响土壤Hg的存在形态影响其生物有效性，进而影响Hg在土壤中的迁移转化能力。酸性条件可能会使土壤Hg有效态含量增加，生物有效性提高，迁移能力增强；碱性条件则相反[82]。
2.2.2 土壤有机质
土壤有机质是土壤中含碳有机物的总称，是土壤固相的重要组分，直接影响和改变土壤物理、化学和生物学性质，对土壤质量保持与养分控制具有重要作用[83]。土壤有机质亦可促进土壤结构的形成，减少水分蒸发和改善土壤渗透性，是土壤养分的重要来源，是三七生长不可或缺的要素[84]。土壤有机质在微生物作用下，形成土壤腐殖质，腐殖质含有多种含氧功能团，易与重金属发生络合或螯合反应，形成“重金属-有机质”有机结合态复合物，改变重金属在土壤中的赋存形态[85]，从而降低植物对重金属的吸收[86]。土壤有机质对重金属形态具有多方面影响，可溶性有机质可与重金属形成络合物提高生物有效性、促进迁移转化[87]。
2.2.3 土壤质地、类型及种植环境
土壤质地对重金属形态分布影响作用复杂，不同质地结构土壤颗粒的比表面积影响重金属离子吸附，影响其活动性及迁移转化[88]。研究表明，采集的土壤样品中黏土占比40%，其中壤质黏土占比43.3%，较高的黏粒含量使须根As吸附量增加[89-90]。因此，对于三七种植区，需关注土壤质地的选择。黏重土壤可进行改良，增加砂粒比重，减少三七须根对土壤As的吸附和吸收。土壤类型亦影响植物重金属含量，同一土壤各重金属含量差异亦较大。研究表明，同一品种三七的微量元素组成相似，但由于生长产地的不同，其重金属含量存在差异，例如，云南铣卡和广西靖西同品种三七的对比发现，云南三七Cu、As含量高于广西(111、28 mg·kg-1 vs 79、18 mg·kg-1)[91]，源于不同产地因气候、工业排放、烟尘沉降和灌溉水污染等差异而产生的土壤重金属含量形态及理化性质差异。
2.3 降低三七重金属吸收的途径
2.3.1 种植基地选择
在保证药材生产道地性的基础上，三七种植可选择环境质量较好、无重金属污染、偏远郊区或远离公路的区域进行栽培，从控制污染源有效降低三七重金属含量。三七栽培可采用生产质量管理规范(good agricultural practice, GAP)基地，研究无公害化和有机栽培技术是控制三七重金属污染的有效途径之一。GAP基地是标准化、系统性强、结构严谨、可操作性强而效益显著、主要以预防为主的农产品质量安全保证体系。作为生产初级农产品良好农业规范标准，应用到实际农业生产中，提高可靠性和安全性，可有效减少因大量抽样检查增加的运行管理成本。
2.3.2 种植地执行重金属监测及评价
三七生产基地进行定期且全面的环境监测及评价，建立绿色三七基地环境质量监测及其评价方法、评价标准和绿色三七的质量标准。三七种植基地的环境质量监测和评价可包括水质监测与评价标准，参照《绿色食品产地环境质量现状评价纲要》[92]和《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)[93]二级和三级标准；大气质量监测与评价标准，参照《绿色食品产地环境质量现状评价纲要》[92]；土壤环境质量监测与评价标准，参照《绿色食品产地环境质量现状评价纲要》[92]。
2.3.3 运用土壤修复技术降低三七重金属含量
三七产量、质量及其产业发展受种植土壤质量的严重影响，可通过植物修复、施加土壤钝化剂等技术降低种植土壤重金属的含量或生物有效性，进而降低三七对重金属的吸收。例如，基于超富集植物对特定重金属的超吸收和富集能力及其较大的生物量，形成蜈蚣草/杨树-三七间作模式，通过植物修复技术降低土壤As、Cd、Pb和Cu含量，从而降低三七对As、Cd、Pb和Cu的吸收[94-95]。此外，土壤钝化剂(粉煤灰、石灰、石膏和秸秆生物炭等)、改良剂(泥炭、沸石、树脂、动物粪便和微生物制剂等)联合间套种技术修复三七种植土壤重金属污染亦已引起关注[96]。目前对三七种植土壤重金属污染治理多采用农艺措施，如减少含As、Cu等农药的使用、规范化种植、使用土壤改良剂和合理施肥等，然而，利用绿色、高效的生物技术治理或缓解三七种植土壤重金属污染还需进一步研究。
2.3.4 改进清洗、加工和炮制工艺
科学清洗三七对其重金属超标现象有明显改善。研究表明，三七样品经过清洗后，Pb、Cd、As和Cu含量均有不同程度的降低[97]，且流水冲洗较清水浸泡可有效去除三七剪口As、Cd、Pb和Hg[98]。因此，改进清洗方式对降低三七重金属含量具有一定作用。三七加工炮制过程中，使用含重金属的炮制用水或容器，均会引入三七重金属污染。对粉碎前后的中药材、中药饮片、中成药及药用辅料中进行Cd含量检测发现，加工和处理过程中使用不锈钢材质的机器导致Cd污染，影响中药质量[99]。故可改进三七炮制技术，选择符合三七药用标准的炮制辅料及炮制工具，改进传统包装，在精加工基础上采用新型包装方法和技术，最大限度阻控重金属污染。
3 结论与展望(Conclusions and prospects)
本文基于前期研究成果，分析了土壤污染对三七植株吸收、富集和转运重金属的影响。然而，目前关于三七重金属污染的研究主要关于农艺性状、生理生化、药用价值及连作障碍，而在其重金属含量分配特征、影响因素、吸收阻控措施及遗传学和分子生物学调控机制等方面的系统性研究较少，以下几方面可进一步研究。
(1)筛选重金属低累积三七品种，研究三七对不同重金属吸收分配的基因型差异及其不同时期、不同部位的分配规律，通过品种和生长过程调控，降低三七对重金属的吸收和含量。
(2)交叉学科研究，在阐明影响因素和调控机制基础上，研究与集成推广三七重金属综合防控措施，促进三七规范化种植。
(3)土壤中重金属能否被三七吸收取决于其生物有效性，重金属生物有效性是一个动态平衡过程，受土壤pH值、有机质含量、微生物、土壤机械组成和重金属总量等多种因素影响。生物有效性直接反映土壤重金属的污染程度，是三七吸收分配重金属的重要影响因素。因此，在研究土壤重金属全量基础上，可研究土壤重金属形态与生物有效性及其影响因素，通过重金属生物有效性初步判断其对三七重金属含量和品质的影响，通过调控重金属生物有效性的关键影响因素实现降低三七对重金属的吸收和富集。
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