鄭茂鐘，湯秀梅，葉宏萌

(1.武夷學院生態(tài)與資源工程學院，福建 武夷山 354300；2.福建省生態(tài)產(chǎn)業(yè)綠色技術重點實驗室，福建 武夷山 354300)

茶是世界3大天然飲料植物之一[1]。長期飲茶能夠降低各種疾病的發(fā)病率[2-4]。中國的茶園種植面積和茶產(chǎn)量均居世界第1。福建省是烏龍茶主要產(chǎn)區(qū),其烏龍茶產(chǎn)量占全國烏龍茶產(chǎn)量的4/5。茶葉重金屬含量是影響茶葉質(zhì)量的一個重要指標[5-7]。以往茶葉重金屬主要來自農(nóng)藥殘留、肥料和空氣沉降。近年來隨著結(jié)合茶園開發(fā)的旅游項目增多,茶園周邊交通日益發(fā)達,源于交通的重金屬對茶園的影響日益明顯[ 8]。

源于交通的重金屬污染物主要包括Pb、Zn、Cr、Cu、Cd、Ni和Mn[9],其釋放和擴散是一個復雜的過程,受多種因素的影響。這些重金屬來自汽車的不同部位。Zn主要產(chǎn)生于剎車片和車胎磨損、車輛鍍鋅鋼板和潤滑油[10]。Pb主要來自于汽車尾氣及剎車片和零部件的磨損[10]。Cu絕大部分來自于剎車片磨損[10],也有可能來自汽車潤滑劑中的添加劑以及汽車金屬部件和引擎的磨損[11]。Cd主要來自汽車潤滑劑[10]。Cr主要來自剎車里襯的機械磨損[12]。此外,路面磨蝕、人行道過濾、交通管制設備銹蝕和路面維護等也會釋放重金屬污染物[13]。公路結(jié)構(gòu)、燃料類型、車型、交通流量、公路交叉路設置和車速等都影響著重金屬污染物的釋放量[13]。這些污染物在路邊土壤的干濕沉降過程受到風向、風速、雨量以及植被覆蓋情況等環(huán)境因素的影響。重金屬在土壤中沉降后的遷移行為受土壤pH值、地表徑流、土壤翻動等影響。

迄今為止,關于交通源重金屬對于茶園污染的研究較少,也較陳舊[14-15]。雖然交通對路邊農(nóng)田Pb、Zn、Cd、Cu、Cr、Ni和Mn等重金屬含量的影響已經(jīng)有一些報道[9,13,16-17],但交通對地形復雜的山區(qū)路邊農(nóng)用地重金屬污染的研究還鮮有報道[18]。

在武夷山山區(qū),茶葉是重要的經(jīng)濟作物。隨著武夷山向國際茶都和旅游城市發(fā)展,其茶園周邊交通流量快速增加,交通對茶園重金屬污染的影響也將逐漸增大。然而交通對茶園土壤和茶葉中重金屬的影響鮮有報道。為揭示交通環(huán)境對武夷山茶園中重金屬的影響,探究路邊綠化對茶葉重金屬累積的防護作用,該研究選取單塊大面積路邊茶園作為樣地,測定分析有行道樹和無行道樹的茶園區(qū)域土壤和茶葉中的Pb、Zn、Cd、Cu、Cr和Mn含量隨距路基距離變化的趨勢。

1 材料與方法

1.1 實驗地概況與樣品采集

武夷山市位于福建省西北部,地理坐標為北緯27°27′31″～28°04′49″,東經(jīng)117°37′22″～118°19′44″,全境東西寬70 km,南北長72.5 km,總面積為2 798 km2。屬典型的亞熱帶季風濕潤氣候區(qū),全年降水量1 960 mm,年均氣溫19.7 ℃。3—7月風向以南風和東南風為主,1—2和9—12月風向以北風和西北風為主。但由于武夷山市東、 西、北部群山環(huán)抱,峰巒疊嶂,北風和西北風的影響有所削弱。

為了減少茶園土壤本底值差異引起的比較偏差,研究選取單塊大面積路邊茶園的2個區(qū)域作為樣地,分別為無行道樹的A區(qū)和有行道樹的B區(qū)。樣地位于武夷學院后門、南北走向的省道S303西側(cè),茶樹種植年限為13 a。2塊樣地的管理措施、茶樹品種、樹齡一致,因此可不考慮施肥、茶樹品種和樹齡對茶葉中重金屬含量的影響。與樣地毗鄰的路段沒有紅綠燈和護欄等道路設施,周邊的建筑也很少,因此樣地重金屬含量主要受車輛排放的影響。2012年9—12月3個周期的統(tǒng)計(每個周期統(tǒng)計7 d,每天統(tǒng)計時段為07:00—21:00)表明,此路段白天的車流量為(2 535±40)車次·d-1,其中貨運及大中型客運車輛、小轎車和摩托車的比例約為1.2∶3.4∶1。整個實驗茶園南北寬約150 m,東西長約600 m。B區(qū)的行道樹為單行杉樹,樹高3 m左右,樹間距約0.5 m,林冠下距離地面約0.5 m,林冠寬約2.0 m。2012年10月在A區(qū)和B區(qū)分別按距公路1、10、30、50、80、150和250 m的梯度采集表層土和茶葉樣品,每個距離平行取3個樣(間隔5 m)。茶葉樣品選取健康無病蟲害植株,在樹冠的各個方位分別采集幼葉,再在樹底各個方位采集老葉混合。

1.2 樣品處理與分析

土壤樣品自然風干,粉碎并過0.150 mm孔徑篩待用。土壤采用HNO3-HF-HClO4濕法消解后定容[19],使用0.45 μm孔徑濾頭過濾后置于4 ℃條件下保存,待測。土壤(GBW07405)用作標準物質(zhì),回收率為86%～107%。

茶葉樣品用去離子水洗凈,105 ℃烘箱中殺青30 min,然后75 ℃烘干至恒重,經(jīng)粉碎機粉碎待用。茶葉樣品的消解照李剛等[20]的方法:稱取0.2 g茶葉樣品到50 mL Telfon消解管中,加入2 mL優(yōu)級純硝酸,混勻后過夜。預消解后的樣品用微波消解爐(Mars 5,CEM Corp,Matthews NC,美國)進一步消解。微波消解爐的升溫程序如下:首先在5 min內(nèi)由室溫升高到55 ℃并保持10 min;然后在5 min內(nèi)由55 ℃升高到75 ℃并保持10 min;最后在5 min內(nèi)升高到 95 ℃并保持30 min。樣品消解完成并冷卻到室溫后,用超純水定容到50.000 g。稻米粉 (GBW10010)和灌木枝葉(GBW07603)用作標準物質(zhì),回收率控制在90%～110%。

1.3 ICP-MS離子組檢測

土樣和茶葉樣品中的Zn、Cd、Pb、Mn、Cu和Cr用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(Agilent 7500cx,Agilent Technologies Inc.,美國)測定。每隔20 個樣品隨機選取1 個進行重復,在測定過程中每20次回測1次標準溶液。質(zhì)荷比(m/Z)114作為內(nèi)標。測定所得數(shù)據(jù)采用SPSS 19.0軟件進行分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤pH值與地形

為揭示路邊綠化帶對Zn、Cd、Pb、Mn、Cu和Cr這6種重金屬在路邊茶園土壤中積累的防護作用,需要盡可能排除重金屬沉降后在土壤中遷移過程造成的影響,使測得的土壤重金屬含量反映的是重金屬釋放、擴散和沉降的結(jié)果。因此需要分析重金屬在土壤中移動的可能性。由于pH值、地形和地表徑流對重金屬在土壤中的遷移有重要影響,筆者檢測了采樣點高度和土壤pH值，結(jié)果見圖1。

以路基為高度零點,A區(qū)和B區(qū)采樣點高度從距路基1 m處的0～0.38 m逐漸上升到距路基50 m處的7.20～8.38 m。隨后A區(qū)采樣點高度緩慢下降到距路基250 m處的5.51 m;B區(qū)采樣點高度下降到距路基150 m處的0.42 m,并繼續(xù)輕微下降。各樣點土壤pH值變化范圍在4.46～5.08之間,pH值隨著地面高度的升高而逐漸降低,隨著地面高度的降低而逐漸升高。

2.2 行道樹對土壤重金屬含量的影響

土壤中Zn、Cd、Pb、Mn、Cu和Cr這6種交通源重金屬含量隨距路基距離的變化趨勢見圖2。

圖1 茶園樣點高度和土壤pH值Fig.1 Altitude and soil pH of samplingsites of the studied tea garden

圖2 茶園土壤重金屬含量隨距路基距離的變化Fig.2 Concentrations of soil heavy metals varying with the distance from roads of the studied tea garden

在同一區(qū)域(A區(qū)或B區(qū)),不同重金屬含量隨距路基距離的變化模式有明顯差異。Zn含量明顯隨著距路基距離的增加而減少。Cd含量在相鄰采樣點間起伏較大,特別是在A區(qū),但整體上隨著距路基距離的增加而減少。Pb含量隨距路基距離的增加先逐漸增大,至30～80 m處達最大值,隨后又快速下降。Mn含量在A區(qū)起伏很大,整體上沒有明顯規(guī)律,其最大值出現(xiàn)在150 m處;在B區(qū),Mn含量隨距路基距離的增加先增加后下降,而后又緩慢升高,最大值出現(xiàn)在50 m處。Cu和Cr含量隨距路基距離的增加整體上先減少,在30～80 m處出現(xiàn)最小值,而后又升高。該茶園土壤Cd、Cr、Pb和Cu含量都達到NY 5199—2002《有機茶產(chǎn)地環(huán)境條件》標準。

為直觀揭示路邊綠化對土壤污染重金屬含量的影響,筆者比較了A區(qū)和B區(qū)1～150 m范圍內(nèi)土壤重金屬含量平均值(表1)。結(jié)果顯示,A區(qū)和B區(qū)重金屬含量大小的排列順序相同:Mn>Zn>Pb>Cr>Cu>Cd。其中A區(qū)和B區(qū)Zn和Cd含量平均值有顯著性差異,B區(qū)分別是A區(qū)的0.74(P<0.01)和0.89倍(P<0.05)。這表示綠化林明顯降低了Zn和Cd對路邊茶園土壤的污染。A區(qū)和B區(qū)Mn、Pb、Cu和Cr含量平均值相差不大。

2.3 行道樹對土壤重金屬含量相關性和主成分分析的影響

交通源重金屬污染物粒徑、質(zhì)量和形態(tài)各不相同,其擴散和分布也有所不同,在土壤中的遷移也可能因土壤pH值、地形和人為擾動而存在差異。因此,對土壤重金屬含量的相關性和主成分進行分析,以比較重金屬的分布差異及行道樹對重金屬擴散的影響。表2為土壤重金屬含量間的相關系數(shù)。分析結(jié)果表明,在A區(qū),Zn和Cd、Cd和Mn、Cu和Cr含量呈極顯著正相關(P<0.01),Mn和Cu含量

呈顯著正相關(P<0.05)，說明這些重金屬一般具有同源關系或者具有同樣的擴散和遷移特性。Pb與Zn、Cu含量呈顯著負相關(P<0.05),與Cr含量呈極顯著負相關(P<0.01),說明這些重金屬間的來源、擴散或遷移具有相反的性質(zhì)。重金屬間的聯(lián)系還可以通過主成分分析進一步判別,屬于同一主成分的重金屬間具有相近的來源或相關性。A區(qū)土壤重金屬的主成分分析(表3)顯示,主成分1貢獻率為44.98%,其中荷載量較大的是Mn(0.648)、Cu(0.740)和Cr(0.886);主成分2貢獻率為28.34%,其中Cd荷載量最大(0.861);主成分3的貢獻率為16.88%,其中Pb荷載量較大,為0.532。

表1 距路基1～150 m范圍茶園土壤重金屬含量平均值Table 1 Mean concentrations of heavy metals in the soils 1-150 m away from the roadmg ·kg-1

表2 茶園土壤重金屬含量的相關系數(shù)Table 2 Correlation coefficient of soil heavy metal concentrations in the tea garden

表3 茶園無行道樹區(qū)域土壤重金屬的主成分分析結(jié)果Table 3 Principal component analysis of soil heavy metals of section without a roadside tree line of the tea garden

B區(qū)土壤重金屬含量的相關性分析(表2)顯示,與A區(qū)相比,B區(qū)的Cd與Zn、Mn以及Mn與Cu含量無顯著相關性;Pb與Cu、Cr含量也無顯著相關性;而Mn與Pb、Zn含量呈顯著相關(P<0.05);Pb與Zn含量從A區(qū)的負相關變?yōu)锽區(qū)的極顯著正相關(P<0.01);而Cu與Cr含量的極顯著相關性(P<0.01)保持不變。由表4可知，B區(qū)6個土壤重金屬可分為3個主成分:主成分1貢獻率為38.68%,其中荷載量較大的為Zn(0.727)、Pb(0.839)和Mn(0.826);主成分2貢獻率為33.34%,荷載量較大的為Cu(0.90)和Cr(0.78);主成分3的貢獻率為12.04%,其中Cd的荷載量為0.59。

Cr除了在主成分2中荷載量較大外,在主成分1中也有一定的荷載量(0.558)。與A區(qū)相比,B區(qū)土壤重金屬主成分分析結(jié)果有2個不同:(1)A區(qū)聚集在主成分1中有較大荷載的Mn、Cu和Cr,在B區(qū)分散在主成分1和主成分2中;(2)A區(qū)分散于幾個主成分中都有一定荷載量的Zn和Pb,在B區(qū)只在主成分1中有較大的荷載量。

2.4 行道樹對茶葉重金屬含量的影響

圖3為茶葉重金屬含量隨距路基距離變化的分布情況。

表4 茶園有行道樹區(qū)域土壤重金屬的主成分分析結(jié)果Table 4 Principal component analysis of soil heavy metals of section with a roadside tree line of the tea garden

圖3 茶葉重金屬含量隨距路基距離的變化Fig.3 Concentrations of heavy metals in tea leaves relative to distance from the road

將同一重金屬在A區(qū)和B區(qū)的分布模式(圖3)相比較發(fā)現(xiàn),茶葉中Pb、Cu和Cr含量在2個區(qū)域內(nèi)的分布模式相近。Pb和Cr含量隨距路基距離的增加變小。B區(qū)茶葉Pb含量從距路基距離1 m處的4.49 mg·kg-1快速下降到10 m處的1.75 mg·kg-1,A區(qū)1～10 m范圍和B區(qū)的1 m處茶葉Pb含量超過了NY 5196—2002《有機茶》中Pb含量限值2.0 mg·kg-1。Cu含量在距路基距離50 m處達最大值(遠低于NY 5196—2002中Cu含量限值30.0 mg·kg-1)。相反,Zn、Cd和Mn含量在2個區(qū)域內(nèi)的分布模式差異較大。Zn含量最大值在A區(qū)出現(xiàn)在距路基80 m處,在B區(qū)出現(xiàn)在1 m處。

A區(qū)和B區(qū)距路基1～150 m處重金屬平均含量見表5。

表5 距路基1～150 m范圍內(nèi)茶葉重金屬含量平均值Table 5 Mean concentrations of heavy metals in tea leaves relative to distance from the road within the range of 1-150 m

表5顯示,A區(qū)和B區(qū)茶葉重金屬平均含量大小順序相同:Mn>Zn>Cu>Pb>Cr>Cd。與土壤中重金屬平均含量排列順序相比,茶葉中Cu含量排列順序提升2位。A區(qū)和B區(qū)比較而言，Zn和Cu含量平均值差異極顯著(P<0.01),B區(qū)分別是A區(qū)的0.63和0.77倍;Mn和Cd含量平均值差異顯著(P<0.05),B區(qū)分別是A區(qū)的0.66和0.66倍;Cr和Pb含量平均值則無顯著性差異。

2.5 行道樹對茶葉重金屬含量的相關性和主成分分析的影響

表6表明,在A區(qū),Zn與Cd以及Pb與Cu含量呈顯著相關(P<0.05),這是因為Zn與Cd、Cr以及Pb與Cu分別來自相同汽車部件[10]。Cd與Mn、Cr以及Mn與Cr含量呈極顯著正相關(P<0.01),說明這些重金屬也可能具有同源關系。Cu與Cd、Mn含量呈極顯著負相關(P<0.01),Cu與Cr呈顯著負相關(P<0.05),說明這些重金屬的來源、擴散或遷移具有相反的性質(zhì)。

表6 茶葉重金屬含量的相關系數(shù)Table 6 Correlation coefficient of heavy metal concentrations in tea leaves

表7顯示,A區(qū)茶葉中6種重金屬分為2個主成分:主成分1貢獻率為53.93%,其中荷載量較大的是Cd(0.927)、Mn(0.912)和Cr(0.857);主成分2貢獻率為27.05%,其中荷載量較大的是Zn(0.622)、Cu(0.585)和Pb(0.887)。主成分2中Zn、Cu和Pb的相關性較弱。與A區(qū)土壤主成分分析結(jié)果比較,兩者存在明顯差異。

表7 茶園無行道樹區(qū)域茶葉重金屬的主成分分析結(jié)果Table 7 Principal component analysis of heavy metals of tea leaves of section without a roadside tree line of the tea garden

B區(qū)茶葉重金屬含量的相關性分析結(jié)果(表6)顯示,茶葉中Pb與Zn含量呈顯著負相關(P<0.05),Pb與Cd含量呈極顯著相關(P<0.01)。主成分分析顯示,B區(qū)土壤重金屬分為3個主成分:主成分1貢獻率為39.40%,其中荷載量較大的是Cd(0.840)、Pb(0.686)和Mn(0.610);主成分2貢獻率為22.50%,荷載量較大的是Cr(0.649);主成分3貢獻率為15.36%,其中Zn的荷載量為0.527。Pb除在主成分1荷載量較大外,在主成分2和主成分3中也有一定的荷載量,分別為0.520和0.407(表8)。

急診科護理期間運用風險管理：（1）可使護士與患者之間透明化，加強與患者之間的溝通，使護理模式轉(zhuǎn)變?yōu)椤袄斫馀浜闲汀蹦Ｊ剑够颊吲c家屬能充分理解各項操作，避免出現(xiàn)護患糾紛；（2）由風險管理小組定期開展討論大會，制定風險處理方案，定期檢查風險管理落實情況，提出改進方案，及時修改，加強風險管理效果；（3）實施的每個環(huán)節(jié)，重視雙向交流，不僅包括護患間溝通，也應與其他科室的交流，耐心聽取患者及家屬的訴說及投訴，將部分合理反映置于風險管理中，將被動預防風險轉(zhuǎn)為主動化解風險，進而提高護理管理質(zhì)量及醫(yī)療質(zhì)量，減少醫(yī)療糾紛的發(fā)生[3] 。

表8 茶園有行道樹區(qū)域茶葉重金屬的主成分分析結(jié)果Table 8 Principal component analysis of heavy metals in the tea leaves of section with a roadside tree line of the tea garden

3 討論

交通源重金屬對路邊環(huán)境的污染是一個涉及重金屬的釋放、擴散、沉降和在土壤中遷移的復雜過程,受到眾多因素的影響[10-13,21-22]。該研究對武夷山路邊茶園內(nèi)有行道樹防護的B區(qū)和無行道樹防護的A區(qū)土壤和茶葉中的Pb、Zn、Cd、Cu、Cr和Mn含量進行了測定分析。結(jié)果顯示,茶園土壤中這些重金屬的分布規(guī)律不明顯,分布模式也各不相同;有行道樹和無行道樹的情況下,同一重金屬的分布模式也存在差異。這種交通源重金屬在土壤中無明顯規(guī)律的分布模式在前人研究中已經(jīng)有報道[23-24]。其可能的原因有以下幾種:(1)重金屬的釋放源較為復雜[10-12]。(2)重金屬污染物的擴散過程也很復雜[13]。因為重金屬顆粒的物理性質(zhì)有所差異,例如顆粒大小、溶解性及植物的可利用性等受復雜的環(huán)境因素影響,例如地形,風速、地表徑流和植物吸收等原因而產(chǎn)生差別[21]。(3)人為耕作和施肥對土壤造成的翻動對重金屬分布也有一定影響。研究結(jié)果顯示茶葉中重金屬的分布較有規(guī)律可循。這可能是因為密集的茶樹在交通源重金屬擴散過程中有一定的截留作用,減緩了其沉降后的遷移過程。同時還可能是因為茶葉中的重金屬含量體現(xiàn)的是地形作用下長時間交通源重金屬擴散的結(jié)果,削弱了氣候、地表徑流和駕駛行為等暫時性因素造成的差異。

重金屬含量間的相關性與主成分分析常被用于分析其來源。研究發(fā)現(xiàn)2個區(qū)域茶葉和土壤中重金屬的相關性分析結(jié)果變化明顯。相關性分析顯示Zn和Pb在A區(qū)茶葉中無相關性。這可能是由于產(chǎn)生于不同汽車組分的Zn和Pb在釋放時間、釋放量和擴散特性等方面的差異所致[10]。然而,在B區(qū)茶葉和無行道樹但有茶樹截留的A區(qū)土壤中,兩者都呈顯著負相關(P<0.05)。主成分分析也發(fā)現(xiàn)B區(qū)茶葉和A區(qū)土壤中的Pb在多個主成分中都有一定的載荷量。這種相似性很可能是由于B區(qū)茶葉和A區(qū)土壤分別有行道樹和茶樹形成相似的截留作用。B區(qū)距路基1 m處的Pb含量遠高于A區(qū)的現(xiàn)象也可證明這種截留作用。有趣的是,B區(qū)土壤中Zn和Pb含量呈極顯著正相關(P<0.01)?？紤]到擴散到B區(qū)土壤中的重金屬需要經(jīng)過行道樹和茶樹的雙重截留作用,而每次截留很可能加大重金屬間的相關性。因此,Zn和Pb相關性的改變——兩者在A區(qū)茶葉中無相關,在A區(qū)土壤和B區(qū)茶葉中呈顯著負相關,而在B區(qū)土壤中呈極顯著正相關，可能體現(xiàn)了不同密度和寬度的行道樹和茶樹對重金屬的不同截留強度。

顯然,Zn和Pb含量相關性的變化暗示樹木的密度和寬度也是導致主成分分析結(jié)果多變的重要原因之一。而另一個影響重金屬主成分分析結(jié)果的重要原因可能是土壤pH值。由于來自于公路的碳酸鹽沉降對于路邊土壤的pH值有著決定性的作用[24],所以pH值對于主成分分析的影響也可以歸結(jié)為污染物擴散相關因素對主成分分析的影響。因此無行道樹的A區(qū)茶葉重金屬主成分分析結(jié)果最能反映交通源重金屬的擴散結(jié)果。研究結(jié)果顯示,A區(qū)茶葉6種重金屬中Cd、Mn和Cr屬于主成分1,貢獻率為53.930%;Zn、Cu和Pb屬于主成分2,貢獻率為27.051%。RODRGUEZ-SEIJO等[25]對西班牙Vigo市公園土壤重金屬聚類分析的結(jié)果(Zn、Cu和Pb是交通源,Mn和Cr來自于土壤母質(zhì)和交通源)證實了這一研究結(jié)果的準確性。武夷山茶園土壤中的Cd有可能來源于農(nóng)業(yè)和交通[26]。

雖然有同樣的來源,A區(qū)茶葉中Pb、Zn和Cu的含量分布趨勢也各不相同。這可能是由于土壤pH值對重金屬移動性的影響不同。而Cd、Mn和Cr含量具有相似變化趨勢(先減少后增加),可能更多地體現(xiàn)了在地形和土壤pH值等環(huán)境因素長期作用下的土壤地帶性差異。不管哪種重金屬,行道樹的存在都顯著降低了其含量或擴散范圍。在有行道樹的B區(qū),150 m范圍內(nèi)茶葉中Zn、Cd、Mn、Cu、Cr平均含量是A區(qū)的63%～78%;B區(qū)茶葉Pb含量在距路基10 m內(nèi)快速下降,使符合Pb含量標準的茶葉較A區(qū)增多。B區(qū)Pb含量的降低可能與行道樹直接影響重金屬的擴散和通過影響碳酸鹽污染物的擴散而間接影響路邊土壤pH值的雙重作用有關。此外,A區(qū)Pb和Zn最大值出現(xiàn)在距路基50～80 m區(qū)域,在B區(qū)出現(xiàn)在1～10 m區(qū)域。

綜述所述,顯然在靠近公路的茶樹種植區(qū)建立適當?shù)木G籬有助于減少茶樹中交通源重金屬的污染,提高茶葉質(zhì)量。然而交通源重金屬的擴散因地形,行道樹高度、寬度、郁閉度、樹種以及風向,風速等因素呈現(xiàn)復雜的變化趨勢,要揭示綠化林對路邊茶園重金屬的防護作用還有待深入研究。

參考文獻：

[1] MARCOS A,FISHER A,REA G,etal.Preliminary Study Using Trace Element Concentrations and a Chemometrics Approach to Determine the Geographical Origin of Team[J].Journal of Analytical Atomic Spectrometry,1998,13(6):521-525.

[2] BOEHM K.Green Tea for the Prevention of Cancer[J].Journal of Evidence-Based Medicine,2010,3(1):53.

[3] ALMAJANO M P,VILA I,GINES S.Neuroprotective Effects of White Tea Against Oxidative Stress-Induced Toxicity in Striatal Cells[J].Neurotoxicity Research,2011,20(4):372-378.

[4] TSUNG O,CHENG M D.Why Did Green Tea Not Protect Against Coronary Artery Disease but Protect Against Myocardial Infarction[J].The American Journal of Cardiology,2003,91(10):1290-1291.

[5] NING P,GONG C,ZHANG Y,etal.Lead,Cadmium,Arsenic,Mercury and Copper Levels in Chinese Yunnan Pu′er Tea[J].Food Additives & Contaminants:Part B:Surveillance,2011,4(1):28-33.

[6] HAN W Y,SHI Y Z,MA L F,etal.Arsenic,Cadmium,Chromium,Cobalt,and Copper in Different Types of Chinese Tea[J].Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,2005,75(2):272-277.

[7] QIN F,CHEN W.Lead and Copper Levels in Tea Samples Marketed in Beijing,China[J].Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,2007,78(2):128-131.

[8] 紀小鳳,鄭娜,王洋,等.中國城市土壤重金屬污染研究現(xiàn)狀及展望[J].土壤與作物,2016,5(1):42-47.[JI Xiao-feng,ZHENG Na,WANG Yang,etal.Heavy Metal Contamination of Urban Soils in China:Recent Advances and Prospects[J].Soils and Crops,2016,5(1):42-47.]

[9] ZHAI Y,DAI Q,JIANG K,etal.Traffic-Related Heavy Metals Uptake by Wild Plants Grow Along Two Main Highways in Hunan Province,China:Effects of Soil Factors,Accumulation Ability,and Biological Indication Potential[J].Environmental Science and Pollution Research,2016,23(13):13368-13377.

[10]WINTHER M,SLENT? E.Heavy Metal Emissions for Danish Road Transport[R].Roskilde,Denmark:National Environmental Research Institute,Aarhus University,2010.

[11]李靈,張玉,連艷雪,等.武夷山市公路路面沉積物重金屬污染與評價[J].云南農(nóng)業(yè)大學學報,2015,30(6):916-923.[LI Ling,ZHANG Yu,LIAN Yan-xue,etal.Pollution and Assessment of Heavy Metals in Roadside Pavement Sediment of Wuyishan City[J].Journal of Yunnan Agricultural University,2015,30(6):916-923.][12]HJORTENKRANS D,BERGBCK B,HGGERUD A.New Metal Emission Patterns in Road Traffic Environments[J].Environmental Monitoring and Assessment,2006,117(1/2/3):85-98.

[13]WERKENTHIN M,KLUGE B,WESSOLEK G.Metals in European Roadside Soils and Soil Solution:A Review[J].Environmental Pollution,2014,189:98-110.

[14]石元值,馬立峰,韓文炎,等.汽車尾氣對茶園土壤和茶葉中鉛、銅、鎘元素含量的影響[J].茶葉,2001,27(4):21-24,34.[SHI Yuan-zhi,MA Li-feng,HAN Wen-yan,etal.Influence of Automobile Exhaust on Concentration of Lead,Copper and Cadmium in Tea Leaf and Soil[J].Journal of Tea,2001,27(4):21-24,34.]

[15]吳永剛,姜志林,羅強.公路邊茶園土壤與茶樹中重金屬的積累與分布[J].南京林業(yè)大學學報(自然科學版),2002,26(4):39-42.[WU Yong-gang,JIANG Zhi-lin,LUO Qiang.The Accumulation and Distribution of Heavy Metals in Teas on Both Sides of Highway[J].Journal of Nanjing Forestry University (Natural Sciences Edition),2002,26(4):39-42.]

[16]季輝,趙健,馮金飛,等.高速公路沿線農(nóng)田土壤重金屬總量和有效態(tài)含量的空間分布特征及其影響因素分析[J].土壤通報,2013,44(2):477-483.[JI Hui,ZHAO Jian,FENG Jin-fei,etal.Spatial Distribution Characteristics of Total and Available Heavy Metal Contents and Their Influencing Factors in Farmland Soils Along Expressway[J].Chinese Journal of Soil Science,2013,44(2):477-483.]

[17]周陽靖,吳愉萍,沈群超,等.公路交通對周邊土壤及農(nóng)作物鉛富集的影響研究[J].寧波大學學報(理工版),2014,127(3):88-92.[ZHOU Yang-jing,WU Yu-ping,SHEN Qun-chao,etal.Correlation:Road Transportation and Accumulation of Lead in Soil and Crops[J].Journal of Ningbo University (Natural Science and Engineering Edition),2014,127(3):88-92.]

[18]ZHANG F,YAN X D,ZENG C,etal.Influence of Traffic activity on Heavy Metal Concentrations of Roadside Farmland Soil in Mountainous Areas[J].International Journal of Environmental Research and Public Health,2012,9(5):1715-1731.

[19]葉宏萌,李國平,鄭茂鐘,等.武夷山茶園土壤銅、鉛和錳形態(tài)及茶葉有效性特征[J].土壤通報,2017,48(1):202-207.[YE Hong-meng,LI Guo-ping,ZHENG Mao-zhong,etal.Fraction Distribution and Tea Bioavailability of Cu,Pb,Mn in Soil From Wuyishan Tea Gardern[J].Chinese Journal of Soil Science,2017,48(1):202-207.]

[20]李剛,鄭茂鐘,朱永官.福建省稻米中的砷水平及其健康風險研究[J].生態(tài)毒理學報,2013,8(2):148-155.[LI Gang,ZHENG Mao-zhong,ZHU Yong-guan.Studies on Arsenic Levels and Its Health Risk of Rice Collected From Fujian Province[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2013,8(2):148-155.]

[21]SAMARA C,VOUTSA D.Size Distribution of Airborne Particulate Matter and Associated Heavy Metals in the Roadside Environment[J].Chemosphere,2005,59(8):1197-1206.

[22]李仰征,馬建華.高速公路旁土壤重金屬污染及不同林帶防護效應比較[J].水土保持學報,2011,25(1):105-109.[LI Yang-zheng,MA Jian-hua.Heavy Metals Pollution in Roadside Soils and Protective Effect of Plant Barriers Along Expressway[J].Journal of Soil and Water Conservation,2011,25(1):105-109.]

[23]PAL S K,WALLIS S G,ARTHUR S.Assessment of Heavy Metals Emission From Traffic on Road Surfaces[J].Central European Journal of Chemistry,2011,9(2):314-319.

[24]KLUGE B,WESSOLEK G.Heavy Metal Pattern and Solute Concentration in Soils Along the Oldest Highway of the World:The AVUS Autobahn[J].Environmental Monitoring and Assessment,2012,184(11):6469-6481.

[26]葉宏萌,李國平,鄭茂鐘,等.武夷山茶園土壤重金屬環(huán)境風險等級評價及溯源分析[J].福建農(nóng)業(yè)學報,2016,31(4):395-400.[YE Hong-meng,LI Guo-ping,ZHENG Mao-zhong,etal.Risk Evaluation and Source Tracing on Heavy Metal Contaminations in Soil at Tea Plantations in Wuyishan[J].Fujian Journal of Agricultural Sciences,2016,31(4):395-400.]