全 文 ：书第 !" 卷第 # 期
!$$" 年 # 月
生 态 学 报
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/012 !"，.02 #
345，!$$"
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基金项目：国家自然科学基金资助项目（6$78$$!$）；中国博士后科学基金资助项目 （!$$8$9$$##7 ）；江苏省博士后科学基金资助项目
（$#$7$$6:）；内蒙古自然科学基金资助项目 （!$$#$;$7$#!!）
收稿日期：!$$8<$;作者简介：智颖飙（7=8# > ），男，山西五台人，博士，主要从事植物生态学研究2 (!通讯作者 &0HHIJK0CL@CD 4MNB0H2 (致谢：中国科学院南京土壤研究所赵其国院士和陈怀满研究员对本文写作给予帮助，特此致意
/)0.1-",). ,"’2：’BI KH0OIGN P4J Q@C4CG@4115 JMKK0HNIL E5 .4N@0C41 .4NMH41 -G@ICGI R0MCL4N@0C 0Q &B@C4 （.02 6$78$$!$）；’BI S0JNL0GN0H -G@ICGI
R0MCL4N@0C 0Q &B@C4 （.02 !$$8$9$$##7）；S0JNL0GN0H -G@ICN@Q@G R0MCL4N@0C 0Q T@4CDJM，&B@C4 （.02 $#$7$$6:） 4CL .4N@0C41 .4NMH41 -G@ICN@Q@G
R0MCL4N@0C 0Q ,CCIH 30CD01@4，&B@C4 （.02 !$$#$;$7$#!!）
3’(’,4’1 1-"’：!$$8<$;6,)+7-#!8：UV, W@CD<:@40，SB2 X2，?4@C15 ICD4DIL @C K14CN IG010D52 (鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属形态与生物有效性
智颖飙7，王再岚!，马Y 中!，!，王中生7，邓自发7，李红丽7
（72 南京大学生命科学学院，南京Y !7$=6；!2中国人民大学环境学院，北京Y 7$$;"!）
摘要：采用 ’IJJ@IH % 连续提取法对鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属 （SE、UC、&M、.@、&H）化学形态进行了测定。同时对土壤
KV值、重金属含量和公路绿化植物重金属 （&L、VD、SE、&M、UC、.@、&H、%J和 -I）含量进行了分析，对该区域重金属的生物有效
性与潜在生态风险进行预测。结果表明：土壤重金属有效态占总量百分比的大小序列为 UC Z SE Z .@、&H Z &M，与重金属元
素在绿化植物中含量大小序列 UC Z &M Z .@、&H、%J、SE Z &L Z VD 并非完全趋于一致。不同公路段土壤重金属与其不同形
态存在较大的变幅。公路沿线表层土壤中重金属的有效态占其总量为 +7$= （东胜<准格尔段）7#2 "[ > 982 7[，+!7$ （达拉
特<东胜段）;2 $[ > 9$2 =[，+7$= （东胜<鄂托克段）=2 7[ > 662 =[，而且以有机态和 RI<3C 氧化结合态的比例较大，为各元素
有效态的主要形态特征。&M在不同植物不同器官中的含量较高，可能在鄂尔多斯地区特定环境条件下随植物的蒸腾拉力、水
分和营养盐运移的生理生态作用下使其在植物体中富集。土壤重金属 UC 的有效态含量较高，而残渣态含量低，须特别注意其
对区域生态系统的潜在影响。
关键词：重金属；形态特征；生物有效性；土壤<植物系统；鄂尔多斯
文章编号：7$$$<$=66（!$$"）$#9!’ :#’(,-",). -.1 ;,)-4-,*-;,*,"8 )< !’-48 2’"-*: #)**0"-.": ,. :),* -*).+ !,+!%-8
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随着现代社会经济的迅猛发展，土壤环境系统中的重金属污染日趋严重。土壤作为人类赖以生存的最重
要的自然资源之一，在为人类提供生产力的同时，也承受着人类活动所带来的各种污染。进入土壤的污染重
金属可以溶解于土壤溶液中，吸附于胶体表面，闭蓄于土壤矿物之内，与土壤中其他化合物产生沉淀而影响生
物的吸收与积累。土壤可以通过一系列物理、化学及生物过程对环境中的污染物质起到净化作用，但当污染
负荷超出它能承受的环境容量时，它的生物生产量就会受到影响，严重时会丧失生产力，甚至会降低环境中空
气、水和食物的质量，直接或间接地危害人类的生命和健康［=］。
世界各国对重金属污染环境的问题极为重视，有关环境重金属的研究也日益增多，同时公路交通引起的
重金属污染也成为热点问题之一［> ? @］。内蒙古鄂尔多斯地区作为我国重要的煤炭、天然气、化工、纺织和建材
工业基地，目前公路运输发展迅速，交通繁忙［A］，由此对公路沿线土壤;植物系统造成的重金属污染日益凸现。
关于鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属时空分布与污染特征已有报道［B，=C］，但是对鄂尔多斯地区公路沿线土
壤重金属形态特征及其生物有效性的研究尚属空白。为此，以鄂尔多斯地区交通流量较大的 =CB 国道和 >=C
国道公路旁侧表层土壤为研究对象，对土壤重金属 01、9.、D:、E, 和 04 等元素进行化学形态分析，以期廓清
土壤;植物系统中重金属的生物有效性以及潜在危害性。为进一步研究该区域土壤化学物质的行为与改善区
域环境质量提供理论指导。
)* 研究方法
)& )* 研究区概况
鄂尔多斯地区位于内蒙古自治区西南部。地理坐标为 F@GFHI>JK ? JCGH=IJCKE，=CLG J>IJCK ? ===G >@I>CK
<，总面积 AL@H> M2>。根据研究研究区土壤类型、植被特点和成土母质状况，将采样点划分为 F 种类型。具
体如下：达拉特;东胜段，地下水位较高，盐碱化程度高，植被以隐域性盐化草甸为主，属低湿地植被，主要土壤
类型为草甸土，现在大部分已开垦为农田；东胜;鄂托克段以草原化荒漠植被为主，是我国西部荒漠区的一个
特殊区域，主要土壤类型为棕钙土；东胜;准格尔地处鄂尔多斯高原中东部，植被以本氏针茅（!"#$% &’()*%(%）
建群的暖温性典型草原，但长期的开垦、过牧，原生的天然植被已破坏殆尽，只存在于破碎的峁坡、丘陵，主要
土壤类型为栗钙土［==］。
)& +* 样品的采集与处理
于 >CCL 年 L 月对国道 N>=C 和 N=CB（鄂尔多斯地区段）布点采样，共采集 >=L 个表层（C ? =H(2）土壤样
品和公路沿线绿化植物油松（+#(’, "%&’-%*./01#,）和小叶杨（+/$’-’, ,#1/(##）各 =>B 个。样点均在距离公路两
侧 >C2范围内按梅花形布点采集，且各采样点均远离城市和工业污染源。同时采集远离公路和工业污染的
相对清洁区植物油松和小叶杨作对照。植物样品经过去离子水清洗。植物与土壤样品经自然风干、研磨、过
筛后，装袋、备用，低温保存土壤样品经自然风干、研磨、过筛后，装袋、备用，低温保存［=>］。
)& ,* 测定方法
)& ,& )* 土壤与植物重金属含量的测定
植物与土壤重金属含量测定采用 OP L=CO 原子荧光光谱仪和 Q#’("4 OO RST 原子吸收分光光度计；植物
样品采用干灰化法。具体测定方法为：03、D:、01、9.、E, 采用王水;高氯酸消解，原子吸收光谱法测定；O/ 采
用硫酸一硝酸消解，二乙基二硫代氨基甲酸银分光光度法测定；04 采用过硫酸胺氧化，二苯碳酞二肼光度法
测定；U+采用王水消解，冷原子吸收法测定；Q’采用氢化物原子荧光光谱法测定。
=FC>V H 期 V V V 智颖飙V 等：鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属形态与生物有效性 V
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!& "& #$ 土壤重金属形态的测定
采用 /,00,’1的同步提取法［23］进行土壤重金属 45、6.、78、9,和 71形态的测定方法简述见表 2。
表 !$ 沉积物中重金属的连续提取方法［23］
%&’() !$ *)+,)-./&( )0.1&2./3- 4132)5,1) 631 .7) 84)2/&./3- 36 7)&9: ;).&(8 /- 8)5/;)-.［23］
形态 :#’(,-",).! 提取方法 :’;8’.",-* ’<"1-(",). #1)(’=81’
4!-0’ 2 可交换态
><(!-.+’-5*’
取 2& ???+样，放入离心管中，加 2@)* $ A的氯化镁 B@*，在（CD E 2）F下连续震荡 2!，再离心 2D@,.，取出上
清液；再向残余物中加二次水 G @*，离心 2D@,.，取出上清液，将所有上清液过滤，放至 CD @* 容量瓶，定容
待测
4!-0’ C 碳酸盐结合态
7-15).-"’
将 4!-0’ 2 的残渣加 2@)* $ A的 9-HI7 B @*，在（CD E 2）F下连续震荡 D!后离心 2D@,.，取出上清液，再向
残余物中加去离子水 G @*，离心 2D@,.，将取出的所有上清液过滤，放至 CD@*容量瓶，定容待测
4!-0’ 3 J’KL.氧化物结合态
J’KL. H<,=’0
将 4!-0’ C 的残渣加 C?@* ?& ?G @)* $ A的盐酸羟胺的 CDM的 NI7溶液，在（OP E 3）F中恒温断续震荡 P!，
离心 2D@,.后取上清液。再向残余物中加去离子水 G @*，离心 2D@,.，取出上清液，将所有上清液过滤，放
至 CD @*容量瓶，定容待测。
4!-0’ G 有机物结合态
H1+-.,(-**Q 5)8.=
在 4!-0’ 3 的残渣中加 ?& ?C @)* $ A 硝酸 3 @*，D @* 3?M的过氧化氢，（BD E C）F下断续震荡 C!，再加 3?M
的过氧化氢 3@*，（BD E C）F下断续震荡 3!，冷却到（CD E 2）F，加 D@* 3& C@)* $ A的醋酸氨的 C?M的硝酸
溶液，稀释到 C?@*，连续震荡 3?@,.，离心 2D@,.，取上清液；再向残余物中用去离子水 G@*离心 2D@,.后取
上清液，将所有上清液过滤后放至 CD@*容量瓶，定容待测
4!-0’ D 残渣态
R’0,=8-*
2?@* NJ S C@* N7*HG 在 23?F蒸至近干，2?@* NJ S 2@* N7*HG 蒸至近干，再加入 2@* N7*HG 升高温度，
蒸发至白烟冒出；残余物用 C?M N9H3 溶解
T T !下同 "!’ 0-@’ 5’*)%
!& "& "$ 土壤 #N值的测定
土壤 #N值采用 #N:KC 型酸度计法测定，水土比为 2U2［22］。
!& "& <$ 质量保证与质量控制 （VI $ V7）
测试样品时加带标准样品，前处理与样品一致。上机测定的条件与样品一致
!& <$ 统计分析
试验数据采用 :4:: 23& ? 软件进行方差分析（I9HWI）和 A:X检验。
#$ 结果与分析
#& !$ 公路旁侧表层土壤 #N值与重金属含量特征
从鄂尔多斯地区公路旁侧土壤重金属含量均值与世界土壤化学组成的中值、我国土壤元素背景值、研究
区不同土壤类型土壤（草甸土、栗钙土和棕钙土）元素含量背景值［2G］的差异比较看（表 C），鄂尔多斯地区公路
旁侧土壤中重金属 45含量均值（2B& D @+·Y+ Z2）、78 含量均值（2P& G @+·Y+ Z2）、71含量均值（GG& D @+·Y+ Z2）
均高于内蒙古土壤元素背景值 2[& C、2G& G @+·Y+ Z2和 G2& G @+·Y+ Z2；土壤中重金属 6. 含量和 9, 含量（PC& O
@+·Y+ Z2）均远远高于世界土壤化学组成的中值、我国土壤元素背景值、研究区不同类型土壤（草甸土、栗钙土
和棕钙土）元素含量背景值，其中土壤 6.含量（2?[& G @+·Y+ Z2）分别为世界土壤化学组成的中值以及我国土
壤、内蒙古土壤元素背景值的 3& ?[、G& 2[ 倍和 P& 3C 倍；土壤 9, 含量（PC& O @+·Y+ Z2）分别为世界土壤化学组
成的中值以及我国土壤、内蒙古土壤元素背景值的 2& CP 倍、C& 33 倍和 3& 2D 倍。公路沿线土壤中重金属 6.
和 9,含量与研究区不同类型土壤（草甸土、栗钙土和棕钙土）存在显著差异（! \ ?& ?D）。
土壤 #N是影响重金属吸附与解吸的重要因子。首先，随着土壤 #N升高，各种重金属元素在土壤固相上
的吸附量和吸收能力加强。土壤溶液的 #N 影响土壤溶液中重金属元素离子活度。土壤溶液 #N对重金属的
生物有效性影响并不是单一递增关系。土壤 7=、6. 的有效性或植物对 7=、6. 吸收与土壤 #N 成反比［2D，2P］。
但也有研究认为，植物中 7=、6.的含量与土壤 #N的正相关系，其原因可能是由于植物种类对 7=、6. 有效性
的不同反应［2[ ] 2O ］。低 #N有利于超累积植物的吸收、富集，可尽可能降低土壤中重金属含量；鄂尔多斯地区
公路旁侧土壤 #N值均值为 B& 2，略高于我国草甸土酸碱度均值，但与棕钙土和栗钙土的酸碱度趋与一致，属
于碱性土壤（表 C），因此重金属的移动性降低、生物有效性降低，减少土壤中重金属向食物链转移。此外，#N
还通过影响其它因素而影响重金属的形态。土壤有机质和氧化物胶体对重金属的吸附容量随 #N 升高而显
C3?C T 生T 态T 学T 报T T T C[ 卷T
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著增大，土壤中有机态、氧化态重金属含量随之增加。土壤 #/可以通过影响土壤固相对锌的吸附影响 0. 的
形态。由于土壤酸碱性与土壤重金属的形态分布以及生物有效性密切相关，因此，对土壤重金属的形态和公
路沿线植物的吸收和积累作进一步分析。
表 !" 公路旁侧土壤重金属含量特征值与土壤重金属环境背景值［#$］以及 %&值的比较!（1+·2+ 34）
’()*+ !" ,-.%(/01-2 -3 4+(56 .+7(* 8-28+27/(70-2 (29 %& )+7:++2 )(8;含量 5).(’."6-",). 57 0. 89 :, 56 #/
世界土壤化学组成的中值
;,<<*’ <-"- ,. =),* )> ?)6*<
@A& A B& A @C& A CA& A DA& A 3
中国土壤元素背景值
E*’1’." 9-(2+6)7.< F-*7’ ,. =),* )> 5!,.-
GG& H I 44& J4 DJ& G I @G& DK GH& A I 4G& @D GH& B I 4J& @H H4& A I @4& AD 3
内蒙古土壤元素背景值
E*’1’." 9-(2+6)7.< F-*7’ ,. =),* )>
L..’6 ;).+)*,-
4J& J I H& DA CB& 4 I @D& HC 4D& G I 4A& 4K 4B& C I B& AD J4& J I GA& JG 3
草甸土元素背景值
E*’1’." 9-(2+6)7.< F-*7’ ,. 1’-<)% =),*
4B& K I H& KC DA& A I GB& D49 GG& J I B& AH G@& @ I B& 4G9 C4& 4 I 4B& AA D& J I 4& GB
棕钙土元素背景值
E*’1’." 9-(2+6)7.< F-*7’ ,. 96)%. =),*
G4& H I 4G& DJ CH& G I G@& BJ9 GG& A I K& C@ GJ& 4 I D& GC9 JD& A I 4G& DD K& @ I A& @H
栗钙土元素背景值
E*’1’." 9-(2+6)7.< F-*7’ ,. (!’=".7" =),*
4K& B I B& AK HH& B I @G& D49 G4& G I 4A& BJ G@& H I 4A& GB9 CJ& A I G@& KK K& 4 I A& CJ
公路旁侧土壤重金属含量均值
/’-FM 1’"-* ().(’."6-",). ,. =),*
-*).+ !,+!%-M
4H& J I B& HA 4AD& J I CA& 4H- 4K& C I 4C& JH HG& B I GC& DK- JJ& C I G@& AG K& 4 I A& GD
N N ! 土壤元素背景值是指 O层土壤重金属含量背景值 E*’1’." 9-(2+6)7.< F-*7’ %-= O *-M’6 ,. =),*；表中数据为平均数 I标准差 P!’ <-"’
6’#6’=’." ;-’. I QR；对于同种元素，同列数据的不同字母表示差异显著性（SQR检验，!"A& AC）T’*7’= %,"! <,>>’6’." *’""’6 ,. =-1’ ’*’1’." )> "!’
=-1’ ()*71. ,.<,(-"’ - =,+.,>,(-." <,>>’6’.(’ -" !"A& AC -(()6<,.+ ") SQR "’="
图 4 公路绿化植物中重金属含量特征
U,+& 4N P!’ ()1#-6,=).= )> "!’ !’-FM 1’"-* ().(’."6-",). ,. #*-."= 9’"%’’. !,+!%-MV=,<’ -.< (*’-.*M -6’-
!& !" 公路沿线绿化植物重金属分布特征
从公路绿化植物油松和小叶杨重金属分布特征与相对清洁区植物作比较分析可以看出（图 4），公路绿化
@@AGN C 期 N N N 智颖飙N 等：鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属形态与生物有效性 N
!""#：$ $ %%%& ’()*)+,(-& (.
植物油松和小叶杨重金属 /0、12、3,、14、56、7’、18、9+ 均高于相对清洁区植物油松和小叶杨，其中油松茎叶
中 /0含量（:& :; <+·=+ >?）是对照 @& :A <+·=+ >?的 B& @: 倍（图 ?5），存在显著差异（! C @& @D），根中 /0 含量
（E& FE <+·=+ >?）是对照 @& ?F <+·=+ >?的 G;& B@ 倍（图 ?H），存在显著差异（! C @& @D）。小叶杨茎叶中 /0 含量
（G& ?G <+·=+ >?）是对照 @& GD<+·=+ >?的 F& ;? 倍（图 ?1），存在显著差异（! C @& @D），根中 /0 含量（E& ;A
<+·=+ >?）是对照 @& :D <+·=+ >?的 ?:& :E 倍（图 ?I），存在显著差异（! C @& @D）；而油松茎叶中 J. 含量（AE& D?
<+·=+ >?）与对照基本一致（图 ?5），差异不显著（! K @& @D），根中 J. 含量（F@& E; <+·=+ >?）是对照 AE& B:
<+·=+ >?的 ?& @A 倍（图 ?H），差异显著（! C @& @D）。小叶杨茎叶中 J.含量（?:@& G: <+·=+ >?）与对照基本一致
（图 ?1），差异不显著（! K @& @D），但根中 J.含量（B;& FD <+·=+ >?）是对照 DA& G: <+·=+ >?的 ?& ;B 倍（图 ?I），
差异显著（! C @& @D）。表现出公路沿线植物明显的 /0 富集特征，同时也表现出不同植物不同营养器官对不
同重金属元素的吸收和积累的差异性。
从鄂尔多斯地区公路沿线土壤中重金属 12、3,、14、/0 和 J.的有效态含量和总量，以及各种重金属元素
有效态所占总量的百分比可以推断，重金属元素有效态占总量百分比的大小序列为：J. K /0 K 3,、12 K 14，与
重金属元素在绿化植物的含量大小序列 J. K 14 K 3,、12、56、/0 K 18 K 9+并非完全趋于一致。
!& "# 土壤重金属形态分布与土壤L植物系统重金属的生物有效性
根据 M,66,’2的同步提取法，得出鄂尔多斯地区公路旁侧土壤重金属 （14、J.、/0、3,、12）的 D 种不同的存
在形态（表 :）。从测定结果可知，鄂尔多斯地区主要公路沿线土壤重金属污染的有效态占其总量为：N?@B
（东胜L准格尔段）为 ?D& AO P E;& ?O，NG?@（达拉特L东胜段）为 F& @O P E@& BO，N?@B （东胜L鄂托克段）为
BQ ?O P::& BO，而且以有机态和 R’LS.氧化物结合态的比例较大，为土壤中各元素的主要分布形态。
从鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属各种形态含量特征看（图 G），重金属元素的可交换态含量较低（图
G）。这是由于在鄂尔多斯高原特定自然环境条件下，土壤中的重金属通过孔隙水进行交换、络合而提前释放
到孔隙水中被植物等吸收的缘故。碳酸盐结合态中各元素含量较低，也进一步证实鄂尔多斯高原地区较弱的
化学风化作用并没有使富含 1-1T:的黄土引起土壤中重金属碳酸盐结合态的富集；同时，公路土壤重金属与
其不同形态之间存在较大的变幅，如公路 NG?@ （达拉特L东胜段）土壤中可交换态 14 的变幅为 @& @E P
@Q ?E!+·+ >?（图 G），可交换态重金属是吸附在粘土、腐殖质以及其它成分上的重金属，其对环境变化敏感、易
于迁移转化和被植物吸收，因此对食物链具有较大的影响。研究区表层土壤中 /0 总量为 ??& FGD P G?& ?BD
<+·=+ >?（干固体），而其中 /0的可交换态含量高达 ?& DFO，这部分 /0与土壤胶体是以吸附方式结合，此结果
与其它研究结果相一致［?F，G?］。
就碳酸盐态而言，公路 N?@B （东胜L准格尔段）土壤中碳酸盐态 /0的变幅为 ?& @ P E& AB!+·+ >?（图 G），公
路 N?@B （东胜L鄂托克段）土壤中碳酸盐态 12的变幅为 @& F; P B& G:!+·+ >?（图 G），以这一形态存在的重金属
受土壤环境条件特别是 #9值最敏感，当 #9 值下降时易重新释放出来而进入环境中。相反，#9 值升高有利
于碳酸盐的生成和重金属元素在碳酸盐矿物上的共沉淀。D 种元素的碳酸盐结合态含量均较低，元素占总量
比例的顺序是 12（?D& :?O）K 3,（?& EGO）K /0（?& @?O）K 14，J.（C I），除元素 12（?D& :?O）的碳酸盐结合态
含量较高外，其它 E种元素的碳酸盐结合态含量均低于 ?@O。碳酸盐结合态中各元素含量较低，也进一步证明
鄂尔多斯地区较弱的化学风化作用并没有使富含 1-1T:的土壤引起土壤中重金属碳酸盐结合态的富集。
就 R’LS.氧化物结合态而言，3,的变幅为 @& ?; P?& FA!+·+ >?（图 G），J.的变幅为 E& A PEG& F!+·+ >?（图 G），
/0的变幅为@& A: PD& @G!+·+ >?（图G）。土壤中 R’LS.氧化物一般以矿物的外裹物和细粉散颗粒存在，高活性的
R’LS.氧化物比表面积大，极易吸附或共沉淀阴离子和阳离子。土壤中 #9值和氧化还原条件变化，对重金属
R’LS.氧化物结合态有重要影响。#9 值和氧化还原电位较高时，有利于 R’LS.氧化物的形成。上述元素中 J.
的 R’LS.氧化物结合态含量较高，达到?D& @GO，说明元素 J. 较活泼，而其余E种元素的 R’LS.氧化物结合态含
量均低于 ?@O。而鄂尔多斯地区土壤环境为中性或偏碱性环境条件，此环境条件下，大部分过渡元素易于被 R’
和 S.的氢氧化物及氧化物吸附或共沉淀，从而使得各元素此形态含量较低。
E:@G U 生U 态U 学U 报U U U GA 卷U
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接表 /
0/123 0 期 3 3 3 智颖飙3 等：鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属形态与生物有效性 3
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/ / 重金属 01的有机质及硫化物结合态含量高，其原因是 01 易以岩屑、矿物颗粒等形式与有机质结合，且
在氧化条件下易于释放到溶液中［23］。鄂尔多斯地区公路旁侧土壤重金属形态分布结果中，除 04 外，其它元
素的有机结合态含量均较高，其比例顺序是 5.（26& 728）9 01（7:& :;8）9 <,（7:& 7=8）9 >?（7@& 638）9
04（@& 7;8），这与已有的研究结果基本一致［22，2;］。土壤中存在各种有机质，如动植物残体、腐殖质，及矿物颗
粒的包裹层等。这些有机质自身具有较大螯合重金属离子的能力，又能以有机膜的形式附着在矿物颗粒的表
面，改变了矿物颗粒的表面性质，在不同程度上增加了吸附重金属的能力。其原因可能是各元素易以岩屑、矿
物颗粒等形式与有机质结合，且在氧化条件下易于释放到土壤溶液中，而被地上植物所吸收。
就残渣态而言，残渣态 04的变幅为 76& @= A @@& 36!+·+ B7（图 2），除 5.以外，其它 @ 种重金属的残渣态分
别是：<,为 =C& :;8，04为 67& =;8，01为 6@& ;:8，>? 为 =@& C@8。残渣态重金属一般存在于原生矿物和次
生矿物的晶格中，主要来源于土壤矿物，性质稳定，在自然环境条件下不易释放，能长期稳定在土壤中，不易为
植物吸收，故在整个土壤D植物系统中对食物链影响较小。在鄂尔多斯地区中性及偏碱性条件下，大部分过渡
元素易于被 E’和 F.的氢氧化物及氧化物吸附或沉淀。
在重金属各个存在形态中，可交换态和碳酸盐结合态金属易被植物吸收；E’DF. 氧物结合态在还原条件
下具有较高的生物有效性；而有机质及硫化物结合态则在氧化条件下具有较高的生物有效性。因为鄂尔多斯
地区土壤环境条件为氧化环境，因此，重金属有机质及硫化物结合态较易被植物所吸收。同时进一步说明上
述重金属在植物和土壤中含量分布特征和变动趋势的不完全一致性［27］。
图 2/ 鄂尔多斯地区公路旁侧土壤重金属形态含量特征
E,+& 2/ G!’ H#’(,-",). ().(’."4-",). )I !’-JK L’"-*H ,. H),* -*).+ !,+!%-K ,. M4N)H
鄂尔多斯地区公路沿线土壤中重金属元素的有效态所占的比率较大。而植物对土壤中重金属元素的吸
收和利用与重金属元素有效态所占的百分比密切相关［27］，其有效态所占比率越大，则有可能在一定环境条件
下随植物的蒸腾拉力、水分和营养盐运移等生理生态作用使重金属在植物体中富集。特别是 01 在序列中的
排位有较大差异，其有效态占总量百分比最小是由于 01的溶度积常数最小且鄂尔多斯地区土壤条件均为 #O
9=，使 01在该环境条件下更易于生成稳定的络合物等而降低了其生物有效性；相反，01 在不同植物不同器
官中的含量却较高，反映了公路绿化植物对 01有较好的选择性吸收特性。
重金属的吸附D解吸、溶解D沉淀和氧化D还原平衡决定着土壤溶液中重金属的含量变化。在一定条件下，
P;32 / 生/ 态/ 学/ 报/ / / 2= 卷/
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呈吸附态和沉淀态的重金属可以在土壤水溶液之间相互交换，一般降低 #/，可使呈吸附态的重金属解吸释放
进入土壤溶液中，从而增加植物对重金属的吸收［00］。但已有的研究表明，12，3,，45在土壤中常以专性吸附
态形式存在，而 6. 则较多以非专性吸附态存在，因此，降低 #/ 并不能有效地增加植物对 12，3, 和 45 的吸
收。增加土壤有机质含量也可使部分呈沉淀状态的重金属与柠檬酸和苹果酸络合，转化为有机吸附态被植物
吸收利用。7’89.氧化物结合态和有机质及硫化物结合态重金属较为稳定，但在土壤环境条件发生变化时亦
可被释放出来，为生物所吸收；而结合在矿物晶格中的残渣态重金属一般称为非有效态，因为这部分重金属在
自然条件下，不易释放出来［0:，0;］。
重金属各种形态的环境行为和生态效应影响着土壤8植物系统中的生物有效性。根据重金属各形态分布
特征，重金属的可交换态、碳酸盐结合态、7’89. 结合氧化态、有机质结合态划归原生地球化学相（原生相，
#<,=-<> #!-?’），残渣态划归次生地球化学相（次生相，?’().@-<> #!-?’）。公路沿线土壤 12的原生相大小次序
为 ABCD （东胜8准格尔）E ABCD （东胜8鄂托克）E A0BC （达拉特8东胜）（表 ;）；同时，存在于各次生相中重金
属的百分含量与存在于原生相中重金属的百分含量的比值可以有效反映和评价土壤中重金属的潜在生态
风险［0F］。
表 !" 鄂尔多斯地区公路旁侧土壤重金属的各地球化学相
#$%&’ !" (’$)* +’,$& -./-’/,0$,1./ 0$,1. .2 3122’0’/, -4’+1-$& 54$6’6 1/ 6.1& $&./7 41748$* .2 903.6
公 路
/,+!%->
地球化学相
4!’=,(-* #!-?’?
元素 G*’=’."
4< 3, 12 45 6.
ABCD 东胜8准格尔 次生相 H’().@-<> #!-?’ BI& 0JD 0C& ;JD 0F& CJ0 BF& J;J ;J& B:D
K).+?!’.+8L5’M,-%-. 原生相 1<,=-<> #!-?’ IB& N:B ND& F:B N;& D:I I;& :F; F:& IJB
A0BC 达拉特8东胜 次生相 H’().@-<> #!-?’ 0B& BI0 0:& I:J :J& IN; N& DJD ;C& I;0
K-*-"’8K).+?!’.+ 原生相 1<,=-<> #!-?’ NI& IBI NJ& BJ; J:& B0J D0& C:B FD& BFI
ABCD 东胜8鄂托克 次生相 H’().@-<> #!-?’ BJ& ;BB 0:& CN: 0D& FII D& CFI ::& D0J
K).+?!’.+8G")O 原生相 1<,=-<> #!-?’ I:& FID NJ& D0N NC& ;B0 DC& D;0 JJ& CN;
富集系数在一定程度可以反映重金属的富集特征［0J］。由 : 条主要公路沿线土壤重金属各地球化学相可
以推断，6.的次生相富集系数最高，而元素 45、4<、3,、12 等富集系数均较低。另一方面，植物从土壤中吸收
重金属的量和土壤中重金属的总含量有一定关系，但土壤重金属的总含量并不是植物吸收程度的一个可靠指
标。由于土壤中无机及有机胶体对重金属阳离子的吸附、代换、络合及生物作用的结果，大部分元素被固定在
土壤表层，一般很少迁移至 ;C(= 以下，故土壤表层重金属含量较其他层次高。研究表明，因土壤表层不同形
态的重金属，其生物有效性差别显著，所以植物对重金属的吸收与其存在形态具有密切关系［0C，0B］。而就各元
素的生物有效性而言，当土壤环境条件发生变化时，如 #/值下降，土壤中离子强度增大等因素均可导致表层
土壤中重金属元素的释放，造成对生态系统食物链的影响［0N］。在重金属各个不同的存在形态中，元素可交换
态和碳酸盐结合态金属易被植物直接吸收利用；7’89. 氧化物结合态在还原条件下具有较高的生物有效性；
而有机质及硫化物结合态则在氧化条件下具有较高的生物有效性［0I P :C］。由于鄂尔多斯地区土壤表层环境条
件为氧化环境，因此，表层土壤重金属有机质及硫化物结合态较易被植物所吸收。此亦进一步说明了重金属
在植物和土壤中含量分布特征的一致性。通过对各元素形态分布特征和生物有效性分析，元素 6. 的有效态
含量较高，而残渣态含量低，其对生态系统的潜在影响应予以密切关注。
:" 小结
:& ;" 鄂尔多斯地区公路沿线土壤中重金属 12，45和 4<含量均高于内蒙古土壤元素背景值，重金属 6. 和 3,
含量与研究区不同类型土壤（草甸土、栗钙土和棕钙土）均存在显著差异。
:& <" 土壤重金属化学形态以有机态和 7’89. 氧化结合态为各元素有效态的主要存在形态。土壤重金属元
素有效态占总量百分比的大小序列为 6. E 12 E 3,、4< E 45，与重金属元素在绿化植物中的含量大小序列 6.
E 45 E 3,、4<、Q?、12 E 4@ E /+并非趋于一致。
N:C0R F 期 R R R 智颖飙R 等：鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属形态与生物有效性 R
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!& !" /0在不同植物不同器官中的含量较高，可能在鄂尔多斯地区特定环境条件下随植物的蒸腾拉力、水分
和营养盐运移的生理生态作用下使其在植物体中富集。土壤重金属 1. 的有效态含量较高，而残渣态含量较
低，须特别关注其对区域生态系统的潜在影响。有关生态环境因子与公路沿线土壤圈重金属效应及其生物有
效性的关系有待进一步深入研究。
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231&
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QL0/5 2 期 5 5 5 智颖飙5 等：鄂尔多斯地区公路沿线土壤重金属形态与生物有效性 5
书表 !" 鄂尔多斯地区公路旁侧土壤重金属形态分布特征!
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公路!!
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元素
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.$&/* 0
可交换态
(12$&,#*&3)*
含量
45,2*,-6&-"5,
（!#·# 7 0）
占总量
.*62*,-&#*
（8）
.$&/* 9
碳酸盐结合态
4&635,&-*
含量
45,2*,-6&-"5,
（!#·# 7 0）
占总量
.*62*,-&#*
（8）
.$&/* :
;*<=,结合氧化态
;*<=, 51">*/
含量
45,2*,-6&-"5,
（!#·# 7 0）
占总量
.*62*,-&#*
（8）
.$&/* ?
有机物结合态
@6#&,"2&))’ 35A,>
含量
45,2*,-6&-"5,
（!#·# 7 0）
占总量
.*62*,-&#*
（8）
.$&/* B
残渣态
C*/">A&)
含量
45,2*,-6&-"5,
（!#·# 7 0）
占总量
.*62*,-&#*
（8）
总含量
D5-&)
25,-*,-/
（!#·# 7 0）
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