行道樹對(duì)武夷山公路邊茶園重金屬污染的防護(hù)效果

鄭茂鐘，湯秀梅，葉宏萌

(1.武夷學(xué)院生態(tài)與資源工程學(xué)院，福建 武夷山 354300；2.福建省生態(tài)產(chǎn)業(yè)綠色技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福建 武夷山 354300)

茶是世界3大天然飲料植物之一[1]。長(zhǎng)期飲茶能夠降低各種疾病的發(fā)病率[2-4]。中國(guó)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(guó)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(gè)重要指標(biāo)[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(xiàng)目增多,茶園周邊交通日益發(fā)達(dá),源于交通的重金屬對(duì)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(kuò)散是一個(gè)復(fù)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(rùn)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(rùn)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(rùn)滑劑[10]。Cr主要來自剎車?yán)镆r的機(jī)械磨損[12]。此外,路面磨蝕、人行道過濾、交通管制設(shè)備銹蝕和路面維護(hù)等也會(huì)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(shè)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(fēng)向、風(fēng)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(dòng)等影響。

迄今為止,關(guān)于交通源重金屬對(duì)于茶園污染的研究較少,也較陳舊[14-15]。雖然交通對(duì)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(bào)道[9,13,16-17],但交通對(duì)地形復(fù)雜的山區(qū)路邊農(nóng)用地重金屬污染的研究還鮮有報(bào)道[18]。

在武夷山山區(qū),茶葉是重要的經(jīng)濟(jì)作物。隨著武夷山向國(guó)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(duì)茶園重金屬污染的影響也將逐漸增大。然而交通對(duì)茶園土壤和茶葉中重金屬的影響鮮有報(bào)道。為揭示交通環(huán)境對(duì)武夷山茶園中重金屬的影響,探究路邊綠化對(duì)茶葉重金屬累積的防護(hù)作用,該研究選取單塊大面積路邊茶園作為樣地,測(cè)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(shì)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)地概況與樣品采集

武夷山市位于福建省西北部,地理坐標(biāo)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(zhǎng)72.5 km,總面積為2 798 km2。屬典型的亞熱帶季風(fēng)濕潤(rùn)氣候區(qū),全年降水量1 960 mm,年均氣溫19.7 ℃。3—7月風(fēng)向以南風(fēng)和東南風(fēng)為主,1—2和9—12月風(fēng)向以北風(fēng)和西北風(fēng)為主。但由于武夷山市東、 西、北部群山環(huán)抱,峰巒疊嶂,北風(fēng)和西北風(fēng)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(gè)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(xué)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(duì)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(hù)欄等道路設(shè)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(gè)周期的統(tǒng)計(jì)(每個(gè)周期統(tǒng)計(jì)7 d,每天統(tǒng)計(jì)時(shí)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(yùn)及大中型客運(yùn)車輛、小轎車和摩托車的比例約為1.2∶3.4∶1。整個(gè)實(shí)驗(yàn)茶園南北寬約150 m,東西長(zhǎng)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(gè)距離平行取3個(gè)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(gè)方位分別采集幼葉,再在樹底各個(gè)方位采集老葉混合。

1.2 樣品處理與分析

土壤樣品自然風(fēng)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(cè)。土壤(GBW07405)用作標(biāo)準(zhǔn)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(jī)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(jí)純硝酸,混勻后過夜。預(yù)消解后的樣品用微波消解爐(Mars 5,CEM Corp,Matthews NC,美國(guó))進(jìn)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(biāo)準(zhǔn)物質(zhì),回收率控制在90%～110%。

1.3 ICP-MS離子組檢測(cè)

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(guó))測(cè)定。每隔20 個(gè)樣品隨機(jī)選取1 個(gè)進(jìn)行重復(fù),在測(cè)定過程中每20次回測(cè)1次標(biāo)準(zhǔn)溶液。質(zhì)荷比(m/Z)114作為內(nèi)標(biāo)。測(cè)定所得數(shù)據(jù)采用SPSS 19.0軟件進(jìn)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(duì)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(hù)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(cè)得的土壤重金屬含量反映的是重金屬釋放、擴(kuò)散和沉降的結(jié)果。因此需要分析重金屬在土壤中移動(dòng)的可能性。由于pH值、地形和地表徑流對(duì)重金屬在土壤中的遷移有重要影響,筆者檢測(cè)了采樣點(diǎn)高度和土壤pH值，結(jié)果見圖1。

以路基為高度零點(diǎn),A區(qū)和B區(qū)采樣點(diǎn)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(diǎn)高度緩慢下降到距路基250 m處的5.51 m;B區(qū)采樣點(diǎn)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(diǎn)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(duì)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(shì)見圖2。

圖1 茶園樣點(diǎn)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(diǎn)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(dá)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(dá)到NY 5199—2002《有機(jī)茶產(chǎn)地環(huán)境條件》標(biāo)準(zhǔn)。

為直觀揭示路邊綠化對(duì)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(duì)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(duì)土壤重金屬含量相關(guān)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(kuò)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(dòng)而存在差異。因此,對(duì)土壤重金屬含量的相關(guān)性和主成分進(jìn)行分析,以比較重金屬的分布差異及行道樹對(duì)重金屬擴(kuò)散的影響。表2為土壤重金屬含量間的相關(guān)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(guān)(P<0.01),Mn和Cu含量

呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，說明這些重金屬一般具有同源關(guān)系或者具有同樣的擴(kuò)散和遷移特性。Pb與Zn、Cu含量呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05),與Cr含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01),說明這些重金屬間的來源、擴(kuò)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(jìn)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(guān)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(xiàn)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(xiàn)率為28.34%,其中Cd荷載量最大(0.861);主成分3的貢獻(xiàn)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(guān)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(guān)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(guān)性;Pb與Cu、Cr含量也無顯著相關(guān)性;而Mn與Pb、Zn含量呈顯著相關(guān)(P<0.05);Pb與Zn含量從A區(qū)的負(fù)相關(guān)變?yōu)锽區(qū)的極顯著正相關(guān)(P<0.01);而Cu與Cr含量的極顯著相關(guān)性(P<0.01)保持不變。由表4可知，B區(qū)6個(gè)土壤重金屬可分為3個(gè)主成分:主成分1貢獻(xiàn)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(xiàn)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(xiàn)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(gè)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(gè)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(duì)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(gè)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(jī)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(dá)最大值(遠(yuǎn)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(gè)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(duì)茶葉重金屬含量的相關(guān)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(guān)(P<0.05),這是因?yàn)閆n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(guān)(P<0.01),說明這些重金屬也可能具有同源關(guān)系。Cu與Cd、Mn含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01),Cu與Cr呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05),說明這些重金屬的來源、擴(kuò)散或遷移具有相反的性質(zhì)。

表6 茶葉重金屬含量的相關(guān)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(gè)主成分:主成分1貢獻(xiàn)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(xiàn)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(guān)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(guān)性分析結(jié)果(表6)顯示,茶葉中Pb與Zn含量呈顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05),Pb與Cd含量呈極顯著相關(guān)(P<0.01)。主成分分析顯示,B區(qū)土壤重金屬分為3個(gè)主成分:主成分1貢獻(xiàn)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(xiàn)率為22.50%,荷載量較大的是Cr(0.649);主成分3貢獻(xiàn)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(hù)理期間運(yùn)用風(fēng)險(xiǎn)管理：（1）可使護(hù)士與患者之間透明化，加強(qiáng)與患者之間的溝通，使護(hù)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(xiàng)操作，避免出現(xiàn)護(hù)患糾紛；（2）由風(fēng)險(xiǎn)管理小組定期開展討論大會(huì)，制定風(fēng)險(xiǎn)處理方案，定期檢查風(fēng)險(xiǎn)管理落實(shí)情況，提出改進(jìn)方案，及時(shí)修改，加強(qiáng)風(fēng)險(xiǎn)管理效果；（3）實(shí)施的每個(gè)環(huán)節(jié)，重視雙向交流，不僅包括護(hù)患間溝通，也應(yīng)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(fēng)險(xiǎn)管理中，將被動(dòng)預(yù)防風(fēng)險(xiǎn)轉(zhuǎn)為主動(dòng)化解風(fēng)險(xiǎn)，進(jìn)而提高護(hù)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(duì)路邊環(huán)境的污染是一個(gè)涉及重金屬的釋放、擴(kuò)散、沉降和在土壤中遷移的復(fù)雜過程,受到眾多因素的影響[10-13,21-22]。該研究對(duì)武夷山路邊茶園內(nèi)有行道樹防護(hù)的B區(qū)和無行道樹防護(hù)的A區(qū)土壤和茶葉中的Pb、Zn、Cd、Cu、Cr和Mn含量進(jìn)行了測(cè)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(bào)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(fù)雜[10-12]。(2)重金屬污染物的擴(kuò)散過程也很復(fù)雜[13]。因?yàn)橹亟饘兕w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(fù)雜的環(huán)境因素影響,例如地形,風(fēng)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(duì)土壤造成的翻動(dòng)對(duì)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?yàn)槊芗牟铇湓诮煌ㄔ粗亟饘贁U(kuò)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(shí)還可能是因?yàn)椴枞~中的重金屬含量體現(xiàn)的是地形作用下長(zhǎng)時(shí)間交通源重金屬擴(kuò)散的結(jié)果,削弱了氣候、地表徑流和駕駛行為等暫時(shí)性因素造成的差異。

重金屬含量間的相關(guān)性與主成分分析常被用于分析其來源。研究發(fā)現(xiàn)2個(gè)區(qū)域茶葉和土壤中重金屬的相關(guān)性分析結(jié)果變化明顯。相關(guān)性分析顯示Zn和Pb在A區(qū)茶葉中無相關(guān)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(shí)間、釋放量和擴(kuò)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(fù)相關(guān)(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(gè)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(yuǎn)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(guān)(P<0.01)?？紤]到擴(kuò)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(guān)性。因此,Zn和Pb相關(guān)性的改變——兩者在A區(qū)茶葉中無相關(guān),在A區(qū)土壤和B區(qū)茶葉中呈顯著負(fù)相關(guān),而在B區(qū)土壤中呈極顯著正相關(guān)，可能體現(xiàn)了不同密度和寬度的行道樹和茶樹對(duì)重金屬的不同截留強(qiáng)度。

顯然,Zn和Pb含量相關(guān)性的變化暗示樹木的密度和寬度也是導(dǎo)致主成分分析結(jié)果多變的重要原因之一。而另一個(gè)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(duì)于路邊土壤的pH值有著決定性的作用[24],所以pH值對(duì)于主成分分析的影響也可以歸結(jié)為污染物擴(kuò)散相關(guān)因素對(duì)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(kuò)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(xiàn)率為53.930%;Zn、Cu和Pb屬于主成分2,貢獻(xiàn)率為27.051%。RODRGUEZ-SEIJO等[25]對(duì)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(shí)了這一研究結(jié)果的準(zhǔn)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(shì)也各不相同。這可能是由于土壤pH值對(duì)重金屬移動(dòng)性的影響不同。而Cd、Mn和Cr含量具有相似變化趨勢(shì)(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(zhǎng)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(kuò)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(biāo)準(zhǔn)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(kuò)散和通過影響碳酸鹽污染物的擴(kuò)散而間接影響路邊土壤pH值的雙重作用有關(guān)。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(dāng)?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(kuò)散因地形,行道樹高度、寬度、郁閉度、樹種以及風(fēng)向,風(fēng)速等因素呈現(xiàn)復(fù)雜的變化趨勢(shì),要揭示綠化林對(duì)路邊茶園重金屬的防護(hù)作用還有待深入研究。

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