行道樹毛白楊樹干中重金屬元素分布

王榮芬，邱爾發，唐麗清

(中國林業科學研究院林業研究所 國家林業局林木培育重點實驗室，北京 100091)

隨著交通運輸的快速發展，交通污染諸如大氣污染、噪音污染等已成為城市污染的主要組成部分，并嚴重威脅著城市居民的身心健康和城市生態環境的安全。行道樹作為道路林帶的主體，在改善道路環境方面發揮著關鍵的作用，如有明顯的滯塵作用并可降低風速，有固碳釋氧和增濕降溫效應，有效調節小氣候，以及隔音降噪[1-5]等。關于由交通所引起的大氣污染，其成分主要有一氧化碳、碳氫化合物、氮氧化物、二氧化碳和苯并芘、煙塵及鉛[6]，但越來越多的研究表明，除鉛以外，尾氣排放及輪胎的磨損同樣會對道路兩側的土壤及植物產生其他重金屬污染，且污染程度與交通流量有密切關系[7-11]。那么，作為改善交通環境的行道樹，它們在重金屬污染防護方面的效果如何，也是值得人們關心的一個問題。喬木由于生物量大，生長期較長，是環境元素的良好收集器，樹木年輪在生長過程中不僅記錄著樹木的年齡，也記錄了周圍環境變化的信息，年輪的一些理化特征及化學元素的時空分布能較準確地反映周圍環境的變化，利用樹輪所包含的信息來進行研究，已被廣泛應用于氣候學、考古學、環境科學、生態學等方面[12-15]，其應用領域還在不斷地擴展。在城市環境污染方面，樹木年輪也被用于研究重金屬污染史，如喻斌和黃會一[16]通過對油松年輪寬度和元素含量的變異與沈陽工業發展的相關分析，揭示了年輪中微量元素含量所發生的變異與沈陽工業的發展顯著相關。但是對于處于交通污染環境的行道樹年輪分析較少，且在以往行道樹抗重金屬污染能力和效益的研究中，通常只以重金屬的含量作為評價指標，而未考慮總的吸收量，因而對樹木抗重金屬污染的功能評價仍未形成一個完整體系。針對受人為影響較小，車流量較大的首都機場高速公路，測定分析道路旁主要行道樹毛白楊樹干中重金屬的含量及分布，通過樹干生物量測算重金屬蓄積量，以揭示樹干對各重金屬的富集能力，并探索處于交通環境下毛白楊年輪中各重金屬元素分布的影響因素。

1 研究區概況

圖1 樣點分布圖

北京市屬暖溫帶半濕潤氣候區，四季分明、春秋短促、冬夏較長。2011年全年降水量720.6 mm，年度降水主要集中于夏季，2011年平均氣溫為13.4 ℃，最高氣溫35.9 ℃，最低氣溫-11.6 ℃[17]。首都機場高速公路是連接北京市區和北京首都國際機場的高速公路，主要以客運為主，1993年首次通車，直到2006年9月以前，這條是唯一連接北京市區和北京機場的高速公路，目前車流量為21萬輛/d，道路走向為北偏東35°。樣點設置在北皋段東側的毛白楊防護林(圖1)， 40.01°N， 116.51°E，其土壤類型為褐土，測得目前表層土壤(0—40 cm)中Pb、Cr、Cd、Cu、Zn、Ni和Mn的含量分別為9.66、55.39、1.59、20.10、57.62、31.13 mg/kg和450.88 mg/kg。樣地內主要樹種為毛白楊、紫葉桃(AmygdaluspersicaLinn. var.Persica)、牽牛花[Pharbitisnil(Linn.) Choisy]，五葉地錦[Parthenocissusquinquefolia(L.) Planch.]等，其中喬木僅有毛白楊一種，均于1992年栽植(6年生苗木)，共有整齊的4排，種植間距為4 m×4 m。

2 材料和方法

2.1 標準樹的選取

樣地內毛白楊平均胸徑為45.5 cm，平均樹高21 m。在距離道路最近(受交通污染影響較大)的一排毛白楊中選3棵長勢良好、無病蟲害，樹高、樹粗大體一致，及土壤質地、光照等外環境因素基本一致的平均木為研究材料，其胸徑分別為45.8 cm、45.3 cm和45.4 cm。

2.2 植物樣品采集及處理

實驗樣本于2012年4月底采集，使用直徑為12 mm的生長錐鉆取樹芯樣，分別采自樹干胸徑處的四個方向，即：靠近車道一側(K)、背離車道一側(B)、北側(N)、南側(S)，鉆取長度超過髓心，另外用小刀采取同高度四個方位的樹皮混合樣，采樣完成后，封好樹木的采樣口。將所采樣品裝入自制的紙筒，帶回實驗室，從樹皮向髓心的方向沿年輪線每隔5a劃分為一段，得到以下5個年輪段樣品：1986—1991、1992—1996、1997—2001、2002—2006、2007—2011，共得60個樹芯樣品。測量每段的鮮重，風干后，用游標卡尺測量每段的長度。樹皮經蒸餾水洗干凈并風干。80 ℃烘干樣品至恒重，稱量干重，然后將每個樣品平均分為兩份，將3棵樣株同一方向及同一齡級年輪段的樣品分別混勻，粉碎，過60目篩，至干燥器中保存[18]。

2.3 重金屬元素分析方法

準確稱取0.5 g樣品于潔凈錐形瓶中，用硝酸-高氯酸(4∶1)濕化消解法消解完全后，定容到50 mL容量瓶內，每個樣品作兩個平行樣，同時作3份試劑空白，通過ICP法測定重金屬Pb、Cr、Cd、Cu、Zn、Ni、Mn的含量[19]。

2.4 重金屬元素積累量

樹干中重金屬元素的積累量主要決定于樹干的生物量及樹干中重金屬元素的含量。由于從心材到邊材的方向，不同年輪段中重金屬元素的含量不盡相同，且隨時間的推移，樹干的年生長量也不相同，因此通過計算各年輪段所對應的樹干中的重金屬元素積累量，求和來計算單株毛白楊樹干中重金屬元素的積累量，具體計算方法如下：

式中,i為按時間序列所分割的年輪段(i=1、2、3、4、5)，wi為第i段年輪中重金屬元素的平均含量，Ni為第i段樹干的生物量，mi為第i段樹芯樣的干重，vi為第i段樹芯樣的體積，Vi為第i段樹干的材積[20]，li為第i段樹芯樣的平均寬度，r為6 mm(所采樹芯樣直徑均為12 mm)。

2.5 交通資料及氣象資料

為了探討年輪中重金屬元素的積累與交通環境及氣候要素之間的關系，收集了相關方面的數據。其中交通數據來源于新聞報道及網上相關資料，氣象資料采用了北京市氣象局有關北京市1986—2011年的氣象數據，包括年平均氣溫、年降水量、年最高氣溫、年最低氣溫、年日照時數、大風日數和雨日數，各時間段內各氣象因子的年均值見表1。北京的氣候為典型的暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，夏季高溫多雨，冬季寒冷干燥，春、秋短促，為華北地區降雨最多的地區之一，全年降水的80%集中在夏季6、7、8 3個月。1986—2011年間，北京市年平均溫度13.1 ℃，年降雨量535.8 mm，最高氣溫41.9 ℃，最低氣溫-17.0 ℃。

3 結果與分析

3.1 樹干中重金屬元素的含量

Cu、Mn、Zn為植物的必需元素，其中Cu、Mn作為酶和電子傳遞的活性中心，直接關系到光合作用中的電子傳遞，Zn參與細胞分裂活動，是遺傳信息傳遞過程所必需的；Ni是脲酶的組成成分，催化尿素的降解，在尿素代謝過程中具有重要意義；而Cr、Pb和Cd則為植物的非必需元素，除較低含量的這些元素對植物的代謝有一定的促進作用外，通常情況下會影響植物正常的生理生化作用，阻礙生長發育過程。

表1 北京市1986—2011年不同時間段交通、氣象因子年均值

樹干中重金屬的來源主要有兩個途徑：①根系從周圍土壤中吸收重金屬后運輸到樹干部位；②樹葉及樹皮通過對大氣顆粒物的吸附和吸收作用吸收重金屬，進一步轉移或滲透到樹干中。由于同一樹種對不同重金屬元素有不同的富集能力，且各器官的結構和功能不同，因而同一器官中各重金屬元素含量并不一定相同，同一種重金屬元素在不同器官中的含量也有所差異。

表2為樹皮和樹干木質部中各重金屬元素的平均含量及二者之比，可以看出，各種重金屬元素的平均含量大小不同，尤其在樹皮中差異更為明顯。木質部中各重金屬平均含量從大到小依次為Zn>Cr>Cu>Mn>Ni>Pb>Cd，Zn的含量最高，為10.02 mg/kg，Cd的含量最低，為0.17 mg/kg，相差58倍；樹皮中為Zn>Mn>Cr>Pb>Cu>Cd>Ni，同樣為Zn的含量最高，高達120.35 mg/kg，是含量最低元素Ni的143倍。

相對于木質部，樹皮中重金屬含量較高，這種差異主要是由于樹皮和木質部的結構、功能及生理活性不同所致，樹皮代謝相對旺盛，且樹皮直接和外界接觸。樹皮與木質部中重金屬元素含量的比例，一方面說明了各重金屬元素在二者之間的分配關系，另一方面也表明不同重金屬元素的來源或運輸規律不同，由表2可看出，其中Pb和Zn在樹皮中的含量遠大于木質部，比值分別為16.66和12.01，樹皮和木質部中含量差異最小的為Ni，其樹皮中的平均含量是木質部的0.90倍。

表2 樹皮與木質部重金屬元素含量及比例

3.2 不同方位年輪中重金屬元素的分布

由于行道樹受道路揚塵、風向、大氣、光照等環境因素的影響，導致生長在路旁的毛白楊年輪中重金屬元素有方位角的分布，即同一年輪不同方位中的重金屬元素含量有所差異。表3為毛白楊年輪四個方位中各重金屬元素的含量。各元素的含量范圍值為：Cd 0.1099—0.1998 mg/kg；Cr 1.6986—2.9482 mg/kg；Cu 0.5096—3.4579 mg/kg；Mn 1.3289—1.9888 mg/kg；Ni 0.2598—1.6484 mg/kg；Pb 0.1699—0.6194 mg/kg；Zn 5.5156—13.9860 mg/kg。

在四個方向中，Cd和Pb的最大值出現在K側，Cr、Cu和Mn的最大值出現在N側，Ni和Zn出現在S側。比較K側和B側，所有重金屬元素均表現為K側>B側，可能原因是由于靠近車道一側較背離車道一側受交通污染的影響較大，重金屬元素隨大氣顆粒物吸附于樹葉及樹皮表面的量較多，進而轉移到木質部中；比較N側和S側，Ni和Zn表現為S側>N側，其余5種元素表現為N側>S側，其中一個原因是由于受不同光照影響從而導致元素的分布差異。

分析各元素之間的相關性，Cu和Cr呈顯著相關，其他元素間相關性均未達到統計上的顯著水平(表4)。

表3 年輪中不同方位上重金屬的含量

N為北側，S為南側，K為靠近道路一側，B為背離道路一側

表4 各重金屬在年輪不同方位上分布的相關性

*P<0.05時，相關性顯著

3.3 不同年輪段中重金屬元素的分布

樹木的生長進程是以年輪形式表現的，隨著年齡的增加，樹木年輪也客觀記載著周圍的環境變化信息。由于年輪中多數元素存在一定的橫向遷移，因此某一特定年中的元素含量可能并不能代表當年形成的年輪元素含量，為獲得各重金屬元素隨時間的平均變化趨勢，將每5a的年輪(第1段包括6a)作為一個樣品進行分析。測得各年輪段的寬度為3.977—4.699 cm，含水率為39.73%—50.64%(表5)。

表5 各年輪段的寬度及含水率

相比土壤中所指示的目前土壤中重金屬元素的含量值，樹木年輪逐年內重金屬含量的變化則可以提供環境中重金屬歷史變化的信息。圖2是毛白楊年輪中7種重金屬元素的含量隨時間的變化趨勢，可以看出，各種重金屬元素有不同的變化特點。

Zn隨時間的波動最大，最大含量值出現在1992—1996年段，為42.6585 mg/kg，隨后急劇降低，最小含量值出現在2002—2006年段，為4.5155 mg/kg，最大值約為最小值的9.44倍，但2007—2011年段與2002—2006年段相比，又上升了1.90倍。

Pb是植物非必需元素，汽油燃燒是城市大氣及土壤中Pb污染的主要來源。可以看到，在機場高速公路通車以來，雖然車流量逐年增加，尤其是近幾年急劇增加，但是年輪中Pb的含量并沒有隨之增加。在1992—1996年段出現的峰值可以解釋為，道路通車后，引起道路旁土壤和大氣中的Pb含量顯著增加，這一環境信息表現在毛白楊年輪中為其含量值約為前一段年輪的2倍。在1992年，北京開始實施無鉛汽油的使用，隨著土壤及大氣中可供給的鉛的量逐漸減少，相應年輪中所積累的量也逐漸減少。

圖2 毛白楊年輪中重金屬含量的時間變化

Cu含量在2002—2006年段之前，隨時間推移，由4.4338 mg/kg下降到1.8182 mg/kg，2007—2011年段又上升到2.2668 mg/kg。

Cd也為植物非必需元素，但它很容易通過根部、葉部被吸收，然后轉移到植物其他器官，許多研究結果都一致表明生長基質中的Cd含量和植物組織中的含量之間有顯著的線性相關關系[21]。毛白楊年輪中Cd含量總體呈逐漸下降的趨勢，由0.3095 mg/kg下降到0.1496 mg/kg，且其值與時間有較高的線性關系，經線性擬合，R2等于0.9881，說明隨時間的推移，環境中可供給的Cd含量逐漸減少，這對當地土壤環境來說是一個有利的變化趨勢。

Mn的總體變化趨勢呈“V”型，谷值出現在1997—2001年段，為1.2195 mg/kg，其余各段在1.4003—2.6263 mg/kg。

Cr含量由1.5878波動上升到3.4951 mg/kg，其中在1992—1996年段有一個峰值，為3.3107 mg/kg。Ni由0.5292下降到1992—1996年段的0.1400 mg/kg，隨后逐漸上升到0.3190 mg/kg。

植物體內重金屬主要來源于土壤及大氣，結合主要氣象因子在相同時間段的變化情況，分析重金屬含量分布與氣象因子之間的相關性，結果見表6。

除Mn和Cr外，其余重金屬元素均與降水量、雨天日數、日照時數和大風日數呈正相關趨勢，其中Cu與雨天日數達到顯著正相關，與日照時數達到極顯著正相關；Cd與日照時數和大風日數達到顯著正相關；其余則均未達到統計上的顯著水平，但可以看出，除Ni與大風日數的相關系數較小(r= 0.151)外，其余相關性則達到中度或者強相關性，相關系數在0.486—0.680之間。

從氣溫來看，除Mn和Cr外，其他幾種元素均與年平均氣溫呈負相關趨勢，其中Cd呈顯著負相關。對于年最高氣溫和年最低氣溫，Zn、Pb、Cu、Cd的表現相似，均為與年最高氣溫呈負相關趨勢，與年最低氣溫呈正相關趨勢，Ni則相反。

Mn和Cr在年輪中隨時間的分布與氣象因子間無統計上的顯著相關性。二者與各氣象因子間相關系數較大的為Mn和大風日數、平均氣溫，Cr和平均氣溫、日照時數和大風日數。

從毛白楊年輪中重金屬元素分布與車流量的分析結果來看(表6)，Mn與車流量的變化呈顯著正相關，Cd與車流量呈顯著負相關，其余元素均未達到統計上的顯著水平，其中Zn、Pb、Ni和Cu與車流量呈負相關趨勢，Cr與車流量呈正相關趨勢。

表6 不同年輪段重金屬分布與環境因子的相關性

*P<0.05時，相關性顯著；* *P<0.01時，相關性極其顯著

進一步分析各重金屬元素兩兩之間的相關性，Zn、Cu、Pb、Cd含量之間呈顯著正相關(表7)，這種相關性解釋為這幾種重金屬元素受共同的環境因子所影響。正如上述分析，Zn、Cu、Pb、Cd這4種重金屬元素在年輪中的橫向分布總體趨勢相似，且均與年平均降水量、雨天日數、日照時數、年最低氣溫及大風日數的變化呈正相關趨勢，與年均氣溫、年最高氣溫及車流量的變化呈負相關趨勢。

3.4 單株樹干中重金屬元素的積累量

樹干是單株喬木中生物量最大的器官，以木質為主，生理功能最弱，在采伐管理過程中，樹干和樹皮中的重金屬元素幾乎不可能再進入采伐地，參與生態系統的重金屬元素再循環，因此，攜帶走大量重金屬元素，從而起到對環境中重金屬元素的吸收凈化作用。由表8可見，毛白楊樹干中Zn、Cd、Cr、Cu、Mn、Pb和Ni的含量差異很大，單株樹干木質部中各元素的積累量為Zn (98123.60 mg)>Cr (21482.56 mg)>Cu (17255.19 mg)>Mn (15063.84 mg)>Pb (2822.69 mg)>Ni (1726.46 mg)>Cd (1407.55 mg)，含量最高與最低的元素間相差69倍。從各年輪段中重金屬的含量來看，除Pb和Zn外，其余均為隨年齡增大，相應年輪段中的重金屬含量增多，這主要是由于樹干生物量隨年齡呈增長趨勢。Pb在1986—1991年段樹干中蓄積量最小，為85.73 mg，在1992—1996年段急劇增加到642.18 mg，此后逐漸增多，但在2007—2011年段又下降到560.48 mg。Zn則在各時間段中波動性較大，1986—1991年段含量最小，為3997.10 mg，其次為2002—2006年段，為9994.77 mg，最大值出現在2007—2011年段，達37801.01 mg。

表7 各重金屬在不同年輪段上分布的相關性

*P<0.05時，相關性顯著

表8 年輪中各重金屬元素的積累量

4 結論與討論

4.1 毛白楊樹干對各重金屬元素的吸收能力

北京市首都機場高速公路旁毛白楊樹皮中重金屬含量表現為Zn>Mn>Cr>Pb>Cu>Cd>Ni，樹干木質部表現為Zn>Cr>Cu>Mn>Ni>Pb>Cd，同種元素在樹皮中的含量要顯著高于木質部。

許多研究已證明植物體內重金屬的含量和環境中可供給的量呈顯著正相關[22-25]，試驗樣地中土壤各重金屬含量表現為Mn>Zn>Cr>Ni>Cu>Pb>Cd，因此，可以用富集系數來衡量植物吸收重金屬元素能力的強弱。按以下公式來計算各植物樣的富集系數T/S值，T/S=樹木中元素含量/根部土壤中元素含量，富集系數愈大表明植物愈易從土壤中吸收該元素[26]。表9為行道樹毛白楊樹干的重金屬富集系數，可以看出毛白楊對各重金屬的吸收能力并不一致，且不同組織對同種元素的吸收能力也不相同，樹皮對各重金屬的富集系數依次為Pb>Cd>Zn>Cu>Cr>Ni>Mn，木質部則為Zn>Cd>Cu>Cr>Pb>Ni>Mn。除Ni外，樹皮中各元素的富集系數均大于木質部，說明樹皮對各重金屬元素的吸收能力更強。樣地土壤7種重金屬元素中，Mn的含量最高，但是毛白楊樹干中Mn的富集系數最小，說明毛白楊對Mn的吸收能力較小，Cd則相反，說明毛白楊對Cd的吸收能力較強。植物對重金屬的吸收能力除受植物本身的遺傳機制影響外，還與元素原子序數，土壤理化性質，土壤溶液中重金屬的形態等因素有關，對植物有效性的土壤重金屬即是指存在于土壤中且能被植物根部吸收的重金屬。相對于土壤中重金屬的總量，土壤有效態含量更能很好地反映重金屬的植物有效性[27]，重金屬的價態對植物體的吸收及其在體內分布有明顯影響[28-29]。另外，元素之間還存在一定的相互作用[30-31]。因此，土壤理化性質是如何影響重金屬各形態的變化，從而進一步影響行道樹中重金屬含量的機理問題還需要進行更深一步的研究。

表9 毛白楊樹干重金屬的富集系數

4.2 毛白楊不同齡級年輪中重金屬含量的差異

對毛白楊不同齡級年輪中7種重金屬元素的含量變化分析表明，隨年齡的增加，樹木年輪中重金屬元素的含量也呈一定的變化趨勢，但并非簡單的遞增或遞減，這種變化來自毛白楊自身生長特性和周圍環境因素的共同結果。

(1)年輪中元素的橫向遷移 重金屬在年輪中的分布規律如何，影響因素有哪些，各因素對其的貢獻率以及各因素之間的相互作用如何，至今仍是一個正在研究的難點，其中一個很關鍵的問題是各重金屬元素在年輪中的橫向遷移規律，這也關系到能否用毛白楊年輪來重建當地環境的重金屬污染史。試驗中以5a為一段進行劃分，避免了元素橫向遷移這一問題，可以代表5a的平均值，但是探討元素在毛白楊年輪中的橫向遷移規律仍是目前研究的重要任務之一。

(2)毛白楊生長特性 結合樣地內毛白楊苗木栽植時間及毛白楊的生長曲線，1992—1996年段為苗木移植后的初適應期，此階段樹木生長較為緩慢，而重金屬元素Pb、Cd、Cr、Cu和Zn在此階段的含量均相對較高，隨年齡的增大，在10a之后，毛白楊的生長速率逐漸增大，對重金屬的吸收能力反而減弱，當年齡達到一定期限時，生長速率趨于穩定，樹木生長緩慢，而重金屬含量又有上升的趨勢。這種現象說明樹干對重金屬元素的吸收與樹木的生長狀況有很大的關系，當樹木處于快速生長期時，樹干對重金屬元素的吸收能力較小，而當樹木生長緩慢時，樹干對重金屬的吸收能力則有一定程度的增大。

(3)車流量 從重金屬測定結果來看，雖所選樣地主要污染源為交通，且車流量逐年增長，從1993年開始通車，2000年車流量為5.5萬輛/d，2005年增加到11.9萬輛/d，2007年達到15萬輛/d，目前已高達21萬輛/d，但不同年輪段中重金屬的含量并非隨時間推移呈單調遞增趨勢，除Mn和Cr與車流量的相關性呈正相關趨勢外，其余元素則呈負相關趨勢。這與欒以玲等[32]的研究結果不同，其結果表明行道樹雪松、法國梧桐和水杉年輪中重金屬Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb、Ti和Zn的含量隨時間推移呈逐漸上升的趨勢，且通過相關性分析年輪中重金屬的增長規律與南京市機動車的擁有量的變化規律具有極顯著的正相關關系。可能原因之一是因樹種不同，隨年齡增長，年輪中重金屬的分布也不同；二是毛白楊的樣點雖為距路肩最近的喬木，其間栽植有灌木，可能灌木對重金屬起到了一定的緩沖作用，因此年輪中重金屬的量不能很靈敏地反應交通環境所導致的重金屬污染。

但是通過對比靠近車道一側和背離車道一側年輪中重金屬的含量，發現這7種重金屬均表現為靠近車道一側的含量大于背離車道一側的含量，這說明交通活動可能會引起重金屬污染。汽車尾氣的排放，零部件間的磨損，輪胎與地面間的摩擦等產生了重金屬離子，隨大氣顆粒物飄散到道路兩側，甚至進行長距離擴散，從而造成一定范圍內的大氣及土壤重金屬污染。

(4)氣候因子 吸收到植物體內的重金屬主要來源于大氣環境中重金屬的干濕沉降，由于大風及降雨對大氣的干、濕沉降影響重大，而道路旁重金屬的主要輸入來自大氣的干、濕沉降，植物直接吸收的部分是溶解于土壤溶液中的水溶性部分以及吸收到植物體表面的重金屬化合物，分析重金屬含量與歷年氣象因子之間的關系，發現Pb、Zn、Cu、Cd在不同年輪段中的分布與年降水量和年大風日數呈極顯著、顯著或強正相關性，所以相比車流量增加引起的毛白楊年輪中重金屬Pb、Zn、Cu、Cd含量增高，由大氣干、濕沉降所引起的年輪中重金屬Pb、Zn、Cu、Cd含量增高作用更為明顯。

4.3 毛白楊對重金屬污染的凈化作用

毛白楊為落葉喬木，通常以生產木材和保護環境為主要目的，由于其生長迅速，生物量大，生命周期長，相對于草本和灌木，對重金屬污染物有更強的吸收積累作用，如同一污染地，楊樹元素累積量為草本作物的10—100 甚至數百倍[33]，因此在防治重金屬污染方面有很大的利用價值。樹干作為單株植株中生物量最大的器官，其吸收保留的重金屬元素一般不直接參與人類食物鏈，而是作為貯存庫將重金屬貯存在體內，對重金屬污染起到屏蔽和緩沖作用。生長于首都機場高速路旁的年齡為26a的毛白楊樹干(除樹皮)內可積累重金屬含量為Zn(98123.60 mg)>Cr(21482.56 mg)>Cu(17255.19 mg)>Mn(15063.84 mg)>Pb (2822.69 mg)>Ni(1726.46 mg)>Cd(1407.55 mg)，按年均值來看，單株毛白楊樹干(除樹皮)每年大約可吸收積累重金屬含量為Zn(3773.98 mg)>Cr (826.25 mg)>Cu(663.66 mg)>Mn (579.38 mg)>Pb (108.57 mg)>Ni(66.40 mg)>Cd (54.14 mg)，這為以后計算行道樹毛白楊對重金屬的吸收富集能力提供參考依據。從各年輪段中各重金屬元素的含量分布來看，Pb、Cd、Cu、Zn的含量總體呈降低趨勢，根據前人研究植物與土壤中重金屬呈顯著正相關性[23-25]，也說明當地土壤中重金屬Pb、Zn、Cu、Cd呈下降趨勢，這對道路環境來說是十分有利的，尤其是毒性較大的Pb和Cd。而Cr、Ni、Mn在一定含量范圍內波動，近幾年略有上升趨勢，因此在今后研究中需要進一步探究其污染來源，監測其變化趨勢。

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