2017, Vol. 37
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2. 河北保定一中, 保定 071001
2. Baoding No.1 High School, Baoding 071001
随着工农业的发展, 环境污染导致的农产品安全问题日益受到全民关注(章明奎等, 2010). “镉米”和“铅蔬菜”等重金属污染事件频发.农作物可从土壤、水和大气中吸收并富集重金属, 大气中颗粒物负载的重金属是农产品累积重金属的来源之一(吕小王, 2004；刘超, 2016；张海锋等, 2015；Azimi et al., 2004；Demirezen et al., 2006；Hovmand et al., 2008).近年来, 我国北方京津冀地区雾霾天气频发且呈日益加重趋势, 其中大气颗粒物聚集且含量急剧上升是雾霾形成的主要原因之一.据统计, 大气中75%~90%重金属吸附于可吸入颗粒物中, 且颗粒越小含量越高(Kong et al. , 2012), 尤其是PM2.5.一般叶菜类蔬菜叶片气孔面积均在30 μm2以上(叶元英等, 2009；唐道城等, 1999；许耀照等, 2017), PM2.5上负载的重金属可以通过叶片表面的气孔进入蔬菜体内并富集(张焕焕, 2015；倪讳怡, 2015).研究表明, 化工厂、金属冶炼厂、垃圾焚烧厂、交通运输等都是大气重金属污染物的重要来源之一(章明奎等, 2010；汤庆合等, 2005；Kachenko et al. , 2006；Zheng et al. , 2007；黄绍文等, 2007；Liang et al. , 2010) 特别是在公路交通和以有色金属冶炼为代表的工业区.此外, 城市周边种植的露地蔬菜因为生长环境复杂而受重金属污染的风险较高, 从而通过食物链对人体健康构成威胁(张焕焕, 2015；程珂, 2015).一般而言, 叶菜类蔬菜在人们日常饮食中占有很大比重, 而其较大的叶面积为颗粒物中重金属进入植物体内提供了更大的可能性(张焕焕, 2015；倪讳怡, 2015；方凤满等, 2010).白菜(Brassica pekinensis)作为备受大众喜爱的旱生叶菜类蔬菜, 其可食部位重金属污染问题日益受到关注.白菜累积的重金属主要来源于根系对土壤中重金属的吸收和叶片对大气颗粒物中重金属的摄入.京津冀地区白菜种植季节为秋冬季, 其生长期也是雾霾天气出现最为频繁, 最为严重的时期, 叶片可以通过气孔吸收大气中悬浮的颗粒物, 负载于颗粒物上的重金属也随之进入叶片.前期研究表明白菜可食部位对8种重金属有不同程度的累积, 其中Pb、Cd、As含量较高(数据待发表).水芹(Oenanthe javanica (B.) DC)作为常见的水生叶菜类蔬菜, 其对生长介质中重金属的富集能力很强, 那么水芹对大气颗粒物中重金属Pb, Cd, As是否也存在很强的富集能力呢？基于此, 本研究以常见水生和旱生的叶菜类蔬菜——水芹、白菜为主要对象, 分别通过营养液培养和土壤培养试验, 对不同生长环境下(生活区和工业区)蔬菜可食部位中Pb、Cd、As含量进行对比分析, 以探明大气颗粒物对叶菜类蔬菜中重金属积累的影响效应及其贡献程度, 为进一步探讨大气沉降对叶菜类蔬菜重金属的污染机制研究提供数据支持.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 供试蔬菜水芹：圆叶水芹, 购于山东泰安水芹培育基地.
白菜：神农绿帮菜, 购于天津神农种业有限公司
2.2 试验设计(1) 不同生长环境下的水培试验
一般而言, 叶菜类蔬菜可食部位重金属来源于生长介质和其地上部生长的环境, 即大气环境.为了探究大气环境对叶菜类蔬菜可食部位重金属累积的影响效应, 本研究采用营养液培养的方法将水芹和白菜置于不同生长环境中：① 实验室光照培养箱内(已验证培养箱内颗粒物中重金属未检出, 可作为对照)(N：38°49′33.69″; E：115°26′41.86″), ② 河北农业大学西校区院内教学楼顶(N：38°49′33.69″; E：115°26′41.86″)(避开地面扬尘的直接影响, 四周无高大建筑和明显的局部排放源, 能够代表周围的大气环境, 可代表生活区), ③ 某冶炼厂楼顶(N：38°49′56.60″; E：115°40′33.27″)(可代表工业区).
水芹的培养时间为：2015年10—11月, 在该部分研究结果的基础上, 采用旱生叶菜类蔬菜白菜开展进一步的研究, 白菜的培养时间为：2016年9—10月, 二者均生长在雾霾多发的季节.
(2) 白菜的土壤培养试验及大气颗粒物PM2.5的监测
为验证营养液培养试验结果, 进一步探究大气颗粒物, 尤其是PM2.5负载重金属与白菜可食部位重金属累积的关系, 于2016年9—10月进行白菜土壤培养试验, 试验设计同营养液培养试验.供试土壤采集于河北农业大学试验场((38°48′15.52″ N; 115°24′33.99″ E))为中壤质潮褐土, pH为7.90, 速效钾为0.14 g · kg-1, 速效磷为11.55 mg · kg-1, 有机质为15.65 g · kg-1, Pb含量为28.80 mg · kg-1, Cd含量为0.18 mg · kg-1, As含量为10.6 mg · kg-1.
白菜土壤培养试验过程中为了验证大气颗粒物对蔬菜重金属污染的影响, 同时在河北农业大学西校区院内教学楼顶(生活区)和冶炼厂楼顶(工业区)设置大气颗粒物样品采集装置, 利用中流量采样器(武汉天虹TH-150) 和Whatman石英滤膜(φ90 mm), 在2016年9—10月同步采集大气PM2.5样品.因蔬菜叶片气孔晚上处于关闭状态, 大气颗粒物在该时间段对其影响不大, 故每次连续采样时间设置为12 h (8:00—20:00).
2.3 植物培养 2.3.1 水芹培养于2015年10月将购买的水芹种苗(约10 cm)移植至植物光照培养箱中, 使用Hoagland全量营养液(成分见表 1)缓苗培养, 植物光照培养箱保持14 h/10 h的光照/黑暗循环, 温度维持在22~25 ℃, 光照强度45 μmol · m-2 · s-1.待水芹长至约15 cm, 挑选大小均匀, 长势良好的水芹除去黄叶和腐根, 洗净后分别移栽至9个PVC罐中, 每个处理3罐, 每罐3株为1个重复.将水芹分别放置在光照培养箱、生活区和工业区3种环境下生长24 d.Hoagland全量营养液培养, 每5 d换1次营养液.于2015年11月收获水芹可食部位.
| 表 1 Hoagland全量营养液配方 Table 1 Composition of Hoagland nutrient solution |
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为对水芹结果进行验证, 于2016年9—10月进行白菜水培试验.将白菜种子浸种后播种于石英砂中(两个种子间隔1~2指宽), 置于培养箱中黑暗(20 ℃恒温)下培养.每天观察, 及时补水(蒸馏水).待白菜发芽后, 植物光照培养箱保持14 h/10 h的光照/黑暗循环, 温度维持在22~25℃, 光照强度45 μmol · m-2 · s-1培养, 幼苗约高至5 cm, 挑选大小均匀, 长势良好(2叶1心)的白菜除去黄叶和腐根, 洗净后移栽至蔬菜泡沫保鲜箱中, 分别放置在上述1.2节的3种环境下生长26 d, 每个处理设3个重复.Hoagland全量营养液(表 2)培养, 每5 d换1次营养液.于2016年10月收获白菜可食部位.
2.4 样品采集与分析植物样品的采集：水芹与白菜可食部位收获后用超纯水洗净, 65 ℃烘至恒重, 不锈钢植物粉碎机粉碎后备用；
大气颗粒物样品的采集：带有大气颗粒物的Whatman石英滤膜在中流量采样器上收集后, 带回实验室4 ℃冰箱内保存备用.
样品的测试分析：植物样品采用HNO3-H2O2微波消解法进行消解(王莹等, 2011), 大气颗粒物样品采用HNO3-HClO4-HF进行消解(章明奎等, 2010).植物样品和大气颗粒物样品消解液中Pb、Cd、As含量均采用ICP-MS(Agilent 7500a)进行测定；植物样品以国家一级标准物质(GBW10052(绿茶)、GBW10048(芹菜)、GBW10014(圆白菜))进行准确度和精密度控制, 回收率为80%~90%.
2.5 数据处理 2.5.1 大气PM2.5中重金属质量浓度大气PM2.5中重金属质量浓度计算公式如式(1) 所示.
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(1) |
式中:ρ为重金属浓度(μg · m-3)；c为样品膜中重金属浓度(μg · mL-1)；c0为空白膜中重金属浓度(μg · mL-1)；Vs为试样定容体积(mL)；Vstd为标准状况下采样体积(m3).
2.5.2 大气沉降贡献率营养液培养试验中, 不同环境下生长的蔬菜可食部位累积的重金属来自生长介质和大气环境, 对照、生活区和工业区蔬菜的生长介质相同, 均为全量Hoagland营养液, 由此可见样品中重金属累积的差异来自不同环境的大气颗粒物, 因此根据生活区和工业区种植的蔬菜样品与对照区蔬菜样品中各重金属元素积累量的差异, 可计算大气沉降贡献率.大气沉降贡献率计算公式如式(2) 所示.
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(2) |
式中:P为大气沉降对蔬菜中重金属的贡献率；c为蔬菜中重金属含量(mg · kg-1)；m为蔬菜地上部生物量(g)；c0为对照蔬菜中重金属含量(mg · kg-1).m0为对照蔬菜地上部生物量(g)；
P值越大, 说明大气沉降对蔬菜可食部位中重金属累积量影响越大.
2.6 数据统计分析采用Microsoft Excel 2007和SPSS 19.0进行数据分析.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 不同生长环境下水培水芹和白菜可食部位重金属含量特征分析 3.1.1 Pb含量特征分析不同生长环境下营养液培养水芹、白菜可食部位中Pb含量特征如图 1所示.工业区的水芹中Pb含量最高, 为4.37 mg · kg-1, 是我国食品安全标准(GB 2762—2012) 叶菜类蔬菜中Pb安全限值(Pb≤0.3 mg · kg-1)的14.57倍, 且显著高于对照与生活区, 分别高49.10倍和15.61倍.生活区水芹中Pb含量为0.28 mg · kg-1, 与对照(0.089 mg · kg-1)相比差异并不显著(p＞0.05), 但其含量已达我国食品安全标准中Pb安全限值的93.33%, 存在超标风险；同样, 工业区的白菜中Pb含量最高, 为0.36 mg · kg-1, 是我国食品安全标准中(GB 2762—2012) 叶菜类蔬菜中Pb安全限值的1.20倍, 显著高于对照(0.018 mg · kg-1)与生活区(0.058 mg · kg-1)处理, 分别高20.00倍和6.21倍.
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| 图 1 大气颗粒物对蔬菜可食部位Pb含量的影响 Fig. 1 Effects of atmospheric particulate matters on concentrations of Pb in edible parts of vegetables |
分析不同生长环境下水芹、白菜可食部位中Pb含量特征发现, 蔬菜可食部位Pb的累积均呈工业区>生活区>对照的规律, 由此可见工业区大气颗粒物对水芹、白菜中Pb累积的贡献不容忽视.这是由于工业区大气颗粒物中重金属含量较高, 造成重金属在蔬菜中的积累.已有研究结果显示蔬菜中重金属含量与距炼锌厂的距离呈负相关关系(郑娜等, 2007), 同时工业区大气沉降Pb同位素的分析证实大气降尘中Pb主要来源于冶炼厂的排放(杨柳等, 2014), 这也为本研究结果提供了间接证据.
3.1.2 Cd含量特征分析如图 2所示, 不同生长环境下营养液培养水芹、白菜可食部位中Cd含量分别为0.004~0.094 mg · kg-1和0.002~0.013 mg · kg-1, 均低于我国食品安全标准(GB 2762-2012) 叶菜类蔬菜中Cd安全限值(Cd≤0.2 mg · kg-1).其中, 工业区的水芹中Cd含量最高, 为0.094 mg · kg-1, 显著高于对照(0.004 mg · kg-1)与生活区(0.029 mg · kg-1)处理, 分别高23.50倍和3.24倍.同样工业区的白菜中Cd含量(0.013 mg · kg-1)最高, 显著高于对照(0.0024 mg · kg-1)与生活区(0.0046 mg · kg-1)处理, 分别高5.42倍和2.83倍.而生活区的水芹、白菜中Cd含量与对照差异均不显著(p＞0.05), 这说明生活区大气颗粒物对水芹、白菜中Cd的富集无显著影响.
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| 图 2 大气颗粒物对蔬菜可食部位Cd含量的影响 Fig. 2 Effects of atmospheric particulate matters on concentrations of Cd in edible parts of vegetables |
蔬菜可食部位Cd的累积呈工业区>生活区>对照的趋势, 由此可见大气颗粒物对水芹、白菜中Cd累积的贡献同样不容忽视, 这与Pb呈现相似规律.研究发现, 大气颗粒物中Cd与Pb的相关性最强, 呈现显著的正相关关系(柯馨姝, 2015).这是由于Cd、Pb来源相似, 受工业影响较大.
3.1.2 As含量特征分析不同生长环境下营养液培养水芹和白菜可食部位中As含量分别为0.002~0.247 mg · kg-1和0.003~0.027 mg · kg-1(图 3), 均低于我国食品安全标准(GB 2762-2012) 叶菜类蔬菜中As安全限值(As≤0.5 mg · kg-1).工业区的水芹中As含量显著高于其他处理, 为0.247 mg · kg-1, 分别是对照与生活区水芹中As含量的123.50倍和6.50倍；生活区水芹中As含量为0.038 mg · kg-1, 显著高于对照区(0.002 mg · kg-1), 是对照的19.00倍.对于白菜而言, 工业区白菜中As含量最高, 为0.027 mg · kg-1, 分别是对照与生活区的9.00倍和1.80倍；生活区白菜中As含量为0.015 mg · kg-1, 显著高于对照(0.003 mg · kg-1), 是对照的5.00倍.
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| 图 3 大气颗粒物对蔬菜可食部位As含量的影响 Fig. 3 Effects of atmospheric particulate matters on concentrations of As in edible parts of vegetables |
不同生长环境下水芹、白菜中As含量均存在显著性差异(p < 0.05), 这说明不同生长环境的大气颗粒物对水芹、白菜可食部位中As含量均有显著影响.其原因在于不同环境下大气颗粒物中As含量存在显著差异, 进而影响水芹、白菜对大气中As的积累.大气中As除来自工业活动外, 还来自于化石燃料、含砷颜料等(帅开敏等, 2011), 这是造成大气颗粒物中As含量存在差异的主要原因.
3.2 大气颗粒物对水芹、白菜中重金属累积的贡献率分析根据2.5.2节中公式, 结合水培试验中不同生长环境下水芹、白菜中重金属含量, 计算大气颗粒物对水芹、白菜可食部位重金属累积的贡献率(P), 结果见表 2.本研究中生活区大气颗粒物中各重金属对水芹贡献率均极显著低于工业区(p < 0.01)；生活区大气颗粒物对水芹中重金属贡献率呈As>Cd>Pb规律, 对Cd、As、Pb累积贡献率分别为82.32%、94.90%、61.86%, 这说明生活区大气颗粒物对水芹中Cd、As累积的贡献较大；工业区大气颗粒物对水芹中重金属累积贡献率均高于95%, 为As>Pb>Cd, 与生活区相比存在部分差异, 这是因为生活区与工业区大气颗粒物的污染来源不同(帅开敏等, 2011), 且不同功能区大气颗粒物中各重金属元素含量存在较大差异(林晓辉等, 2016), 进而造成不同生长环境对蔬菜中各重金属累积的贡献率不同.
| 表 2 大气颗粒物对蔬菜中重金属累积贡献率 Table 2 Contributions of atmospheric particulate matters to concentrations of heavy metals in edible parts of vegetables |
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生活区大气颗粒物对白菜中各重金属贡献率间存在显著性差异, 其中As的累积贡献率最高, 为82.50%, 显著高于Pb和Cd；Pb的累积贡献率次之, 为73.52%, 显著高于Cd.工业区大气颗粒物对白菜中各重金属元素累积贡献率存在显著性差异(p < 0.05), 呈现Pb>As>Cd的规律, 贡献率均在80%以上, 这说明工业区大气颗粒物对白菜中各重金属累积贡献较大.相关研究证明冶炼区大气颗粒物中重金属沉降量排行为Pb>As>Cd(邱坤艳等, 2015)；而某大型铜冶炼厂附近大气颗粒物中Pb沉降量同样高于Cd沉降量(陶美娟等, 2014).这也为本研究结果提供了间接证据.另外, 工业区大气颗粒物中Pb对白菜贡献率极显著高于生活区(p < 0.01), Cd贡献率显著高于生活区(p < 0.05).
3.3 不同生长环境下土培白菜可食部位重金属含量特征分析为验证水培试验的结果, 进一步探究大气颗粒物, 尤其是PM2.5负载重金属与白菜可食部位重金属累积的关系, 设置了不同生长环境下土培白菜的试验.结果显示, 所有处理白菜的可食部位中Pb、Cd、As含量分别为0.011~0.432、0.022~0.094和0.006~0.065 mg · kg-1(表 3), 且Pb、Cd、As含量均呈现工业区>生活区>对照的趋势.除工业区白菜外, 各处理白菜中Pb、Cd、As含量均低于我国食品安全标准(GB 2762-2012) 中规定的安全限值.
| 表 3 不同生长环境下白菜可食部位Pb、Cd、As的含量 Table 3 Effects of atmospheric particulate matters on concentrations of heavy metals in edible parts of cabbages |
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其中, 工业区白菜中Pb含量为0.432 mg · kg-1, 是食品安全标准中Pb安全限值的1.44倍, 显著高于对照(0.011 mg · kg-1)及生活区(0.048 mg · kg-1), 分别高39.27倍和9.00倍, 这与水培的研究结果一致, 这是因为白菜中的Pb主要来自于大气沉降(程珂等, 2015), 而大气颗粒物中Pb主要来源于金属冶炼燃煤及交通运输燃油排放的废弃(董婷等, 2014), 使工业区大气颗粒物中Pb含量过高, 进而造成白菜Pb积累.
不同生长环境下土培白菜中Cd存在显著性差异(p < 0.05), 其中工业区白菜中Cd含量为0.094 mg · kg-1, 显著高于对照(0.022 mg · kg-1)和生活区(0.069 mg · kg-1), 分别高4.27倍和1.36倍.生活区白菜中Cd含量显著高于对照, 高3.14倍.这与水培的研究结果存在部分差异, 这是因为白菜中Cd累积主要来源于土壤和大气两个方面(章明奎等, 2010；崔冬霞等, 2012).
不同生长环境下土培白菜中As含量存在显著性差异(p < 0.05), 其中工业区白菜中As含量(0.065 mg · kg-1)显著高于对照和生活区, 高10.83倍和1.76倍, 生活区白菜中As含量为0.037 mg · kg-1, 显著高于对照(0.006 mg · kg-1), 高6.17倍；这与水培的研究结果一致.
3.4 PM2.5与白菜中重金属含量的相关性 3.4.1 大气中PM2.5浓度及其重金属质量浓度特征分析为验证PM2.5对土培白菜可食部位中重金属累积的影响, 同时对大气中PM2.5浓度及其重金属质量浓度进行采集分析, 结果见图 4、图 5.白菜生长期内, 工业区和生活区监测位点大气PM2.5白天平均质量浓度呈现工业区(215.11 μg · m-3)>生活区(100.68 μg · m-3)规律, 均超过了国家空气质量二级标准(75 μg · m-3), 分别超标2.83倍和1.34倍；且工业区比生活区高2.14倍, 这说明大气中PM2.5浓度除受天气等自然因素外, 受人类生产、生活影响较大(岳丽, 2007).
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| 图 4 不同生长环境大气PM2.5浓度 Fig. 4 Mass concentrations of PM2.5 in different growth environments |
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| 图 5 不同生长环境大气PM2.5中Pb(a)、Cd(b)、As(c)质量浓度 Fig. 5 Mass concentration of Pb (a), Cd (b), and As (c) in PM2.5 in different growth environments |
工业区和生活区两个监测位点大气PM2.5中Pb、Cd、As质量浓度如图 5所示.白菜生长期内工业区大气PM2.5中Pb质量浓度极显著高于生活区(p=0.005 < 0.01), 平均高出25.63倍.这是因为工业区冶炼厂燃料燃烧等人为因素对大气PM2.5中Pb质量浓度影响较大, 贡献较高.这也是工业区大气颗粒物对蔬菜贡献率极显著高于生活区的原因.白菜生长期内工业区大气PM2.5中Cd平均质量浓度高于生活区, 高1.73倍, 但并不显著(p=0.23>0.05).而工业区大气PM2.5中As质量浓度与生活区并无较大差异.这均为本研究3.2节中工业区与生活区相比大气颗粒物中Cd、As对蔬菜贡献率的差异低于Pb的现象提供了直接证据.
3.4.2 PM2.5与白菜中重金属含量的相关性大气颗粒物对白菜累积重金属有着重要贡献.大气颗粒物中重金属质量浓度与白菜中重金属含量密切相关, 两者的相关性经常用来表征大气颗粒物对白菜中重金属的贡献能力.
由表 4可知, 白菜土壤培养期内, 白菜和大气PM2.5中重金属质量浓度均呈现较好的正相关关系.其中Pb、Cd具有显著的正相关关系, 这说明大气PM2.5中Pb、Cd对白菜贡献率极大.对Cd而言, 这与营养液培养结果存在部分差异, 这可能是因为大气颗粒物中Cd经干湿沉降进入土壤中, 进而被白菜吸收积累, 而营养液培养中白菜仅可吸收附着在白菜叶片上大气颗粒物中Cd.大气PM2.5中As与白菜中As含量不存在显著的相关关系, 而营养液培养结果发现大气颗粒物As对水芹、白菜贡献率均大于75%, 产生该差异的原因可能为大气颗粒物中的As随着季节与污染来源的变化其附着的颗粒物粒径大小不同(孙颖等, 2011；崔井龙等, 2016), 而本研究中采集的大气颗粒物为PM2.5, 白菜气孔在完全开张后其大小远大于PM2.5粒径(彭剑涛等, 2014), 造成大颗粒物通过气孔进入白菜叶片中.而叶菜类蔬菜的可食部位为蔬菜叶片, 这增加了叶菜类蔬菜对人体的健康风险.因此, 为保障蔬菜安全生产和人们身体健康, 未来应在进一步探讨大气干湿沉降对叶菜类蔬菜重金属污染机制的基础上, 以大气沉降为切入点, 加大对叶菜类蔬菜重金属污染防治措施的研究.
| 表 4 PM2.5与白菜中重金属含量的相关性(n=9) Table 4 Correlation between concentrations of heavy metals in PM2.5 and cabbages (n=9) |
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1) 水芹、白菜可食部位Pb、Cd、As含量呈现工业区>生活区>对照的趋势(p < 0.05), 其中工业区生长的水芹、白菜中Pb含量分别为对照的49.1倍和20.0倍, 均超出我国食品安全标准中叶菜蔬菜铅的安全限值(GB 2762—2012)
2) 水芹、白菜可食部位中重金属含量与大气颗粒物密切相关.生活区大气颗粒物对水芹、白菜中As贡献最大, 工业区大气颗粒物对水芹中As和白菜中Pb贡献最大.
3) 白菜和大气PM2.5中重金属含量均呈现显著的正相关关系.大气PM2.5中Pb、Cd对白菜中重金属的累积贡献率极大, 而对As累积贡献率相对较小.大气沉降增加了露地叶菜类蔬菜对人体的健康风险, 应予以重视.
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