鄭順安 鄭向群 張鐵亮 劉書田

(農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所，農(nóng)業(yè)部產(chǎn)地環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點開放實驗室/天津市農(nóng)業(yè)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點開放實驗室，天津，300191)

水分條件對紫色土中鉛形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響*

鄭順安＊＊鄭向群 張鐵亮 劉書田

(農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所，農(nóng)業(yè)部產(chǎn)地環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點開放實驗室/天津市農(nóng)業(yè)環(huán)境與農(nóng)產(chǎn)品安全重點開放實驗室，天津，300191)

以培養(yǎng)試驗?zāi)M3種水分條件(80%田間持水量、干濕交替及淹水)下，重金屬鉛(Pb)在紫色土中形態(tài)轉(zhuǎn)化的動態(tài)過程，結(jié)果表明，外源Pb進(jìn)入紫色土后，隨著培養(yǎng)時間的增長由交換態(tài)向碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)變，殘渣態(tài)所占比例基本穩(wěn)定.Elovich方程可以擬合交換態(tài)Pb在紫色土中轉(zhuǎn)化的動力學(xué)過程.交換態(tài)Pb在土壤中的下降速率可以作為Pb形態(tài)轉(zhuǎn)變率的表征參數(shù)，并用它來比較不同水分條件下Pb在紫色土中形態(tài)轉(zhuǎn)變速率的快慢.3種水分管理模式下，Pb在紫色土中交換態(tài)轉(zhuǎn)變速率的順序是:淹水＞干濕交替＞80%田間持水量.水分條件會改變紫色土pH、Eh及無定形氧化鐵含量，并增加有機(jī)質(zhì)復(fù)合體和碳酸鹽對交換態(tài)Pb的吸附能力，從而間接影響外源Pb在紫色土中的形態(tài)轉(zhuǎn)化及分布.

水分，鉛，形態(tài)，紫色土.

土壤重金屬的環(huán)境行為包括土壤固-液界面的化學(xué)行為和根際環(huán)境的化學(xué)行為，無論是哪種行為均涉及到土壤中重金屬化學(xué)形態(tài)的變化.重金屬元素進(jìn)入土壤系統(tǒng)后，通過與土壤中其它物質(zhì)(如礦物質(zhì)、有機(jī)物及微生物等)發(fā)生吸附-解吸、溶解-沉淀、氧化-還原、絡(luò)合等各種反應(yīng)，伴隨有能量的變化，從而引起重金屬賦存形態(tài)的改變及其遷移、傳輸?shù)淖兓?］.研究證明，土壤-植物系統(tǒng)中重金屬的蓄積能力和生物毒性，不僅與其總量有關(guān)，更大程度上是由其形態(tài)分布決定的，不同的重金屬形態(tài)具有不同的環(huán)境效應(yīng)和生物可利用性［2］.當(dāng)重金屬進(jìn)入土壤時，各種形態(tài)就會在土壤固相(solid-phase)之間重新分配［3］，但對于不同土壤水分條件下重金屬形態(tài)在土壤中轉(zhuǎn)化過程的研究卻很少見.土壤水分會影響土壤的物理，化學(xué)與生物性質(zhì)，從而間接影響重金屬在土壤中的形態(tài)及其重新分配，并改變重金屬對植物的可利用性和對環(huán)境的風(fēng)險［4］.因此，研究不同水分管理條件下農(nóng)田土壤中重金屬形態(tài)的轉(zhuǎn)化過程，借助形態(tài)分析來闡明重金屬在土壤環(huán)境中的遷移和轉(zhuǎn)化規(guī)律，以揭示重金屬污染物在土壤中的行為特性，對重金屬的環(huán)境效應(yīng)及其污染土壤的修復(fù)治理具有重要意義.

對紫色土農(nóng)田土壤來說，旱田、水田及水旱交替是其常見的水分管理方式.本研究以培養(yǎng)試驗?zāi)M3種水分管理方式，研究了在80%田間持水量、干濕交替及淹水條件下，重金屬鉛(Pb)在紫色土中形態(tài)轉(zhuǎn)化的動態(tài)過程，以期揭示紫色土中重金屬賦存狀態(tài)的變化趨勢，有助于了解重金屬在紫色土中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律.

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試土壤為偏中性紫色土，采自四川彭州農(nóng)科院天彭蔬菜基地.本地區(qū)為四川盆地北部亞熱帶濕潤氣候區(qū)，年平均溫度為15.6℃，年降雨量為1200—1400 mm.土壤經(jīng)風(fēng)干后去除有機(jī)物殘體，過2 mm篩備用.供試土壤 pH 值為6.27，CaCO3含量為0.64 g·kg－1，有機(jī)質(zhì)含量為26.51 g·kg－1，陽離子交換量(CEC)為 20.81 cmol·kg－1，游離態(tài)氧化鐵(以下簡稱為游離鐵)含量為 23.71 g·kg－1，無定形態(tài)氧化鐵(以下簡稱為無定形鐵)含量為 2.41 g·kg－1，粘粒(＜0.002 mm)含量為 265.41 g·kg－1，質(zhì)地類型為砂質(zhì)粘壤土(國際分類制)，全Pb含量為43.92 mg·kg－1.土壤理化性質(zhì)按照常規(guī)方案測定［5］.

1.2 實驗方法

稱取1000 g土樣風(fēng)干后過2 mm篩，置于1000 mL皮制塑料大燒杯中，以Pb(NO3)2作為添加的外源重金屬，添加濃度為500 mg·kg－1Pb2+，將重金屬與土壤充分混勻后置于恒溫恒濕培養(yǎng)箱中，燒杯外包裹塑料膜并打孔保持通氣，溫度設(shè)定在25℃，濕度為80%.土壤水分設(shè)置為3個水平，3次重復(fù):

(1)80%田間持水量:土壤的含水量設(shè)定為田間持水量的80%水平(田間持水量為38.27%，在田間使用圍框淹灌法測定)，放入恒溫恒濕培養(yǎng)箱后，每天通過稱重法添加去離子水，保持土壤水分.

(2)干濕交替:將土壤含水量設(shè)定為100%田間持水量，通過鼓風(fēng)，使土壤水分在5 d時間內(nèi)蒸發(fā)至干(在一個濕-干交替的周期內(nèi)土壤含水量從(38.27±3.95)%下降至(5.38±0.44)%)，再加入去離子水，使土壤水分恢復(fù)至100%田間持水量，如此循環(huán).

(3)淹水:保持水分液面在土壤表面5 cm處.

1.3 取樣測定

取樣時間為實驗開始第一次加入水分后的第1 d、3 d、7 d、14 d、35 d.取樣前先將土壤混勻，以保證其濃度均勻一致，然后每次取出約50 g的土壤.土壤取出后分為兩部分，一部分迅速稱重，105℃烘干后計算其水分含量，另一部分根據(jù)水分含量計算干土重量，測定土壤中pH、氧化還原電位(Eh)、氧化鐵、重金屬Pb總量并進(jìn)行形態(tài)分析.

氧化鐵中測定游離鐵和無定形鐵的含量，其中游離鐵采用連二亞硫酸鈉-檸檬酸鈉-重碳酸鈉(DCB)浸提，鄰菲羅啉比色;無定形鐵采用草酸-草酸銨浸提，鄰菲羅啉比色.

重金屬Pb按照Tessier［6］連續(xù)分級提取方法獲得各個形態(tài):交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài).

交換態(tài)(EXC):稱取3 g土(烘干土重)，按土水比 1∶8 加 1 mol·L－1MgCl2溶液(pH=7)，振蕩 1 h后，3000 g下離心20 min，取上清液待測.

碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAR):取上步殘渣，按土水比1∶8加 pH 值為5.0的1 mol·L－1NaOAc溶液(用HOAc溶液調(diào)節(jié)pH)，振蕩5 h后，3000 g下離心20 min，取上清液待測.

鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(OX):取上步殘渣，按土水比1∶10加0.04 mol·L－1NH2OH·HCl(用體積分?jǐn)?shù)25%HOAc溶液作底液)，在(96±3)℃水浴中間歇攪拌6 h，3000 g下離心20 min，取上清液待測.

有機(jī)結(jié)合態(tài)(OM):取上步殘渣，先按土水比1∶3和1∶5分別加入0.02 mol·L－1HNO3和pH 值為2的30%H2O2(用HNO3調(diào)節(jié))，在85℃水浴中間歇攪拌2 h，再按土水比1∶3加pH值為2的30%H2O2(用 HNO3調(diào)節(jié))，在85℃水浴中間間歇攪拌3 h，冷卻后，再按土水比1∶5 加3.2 mol·L－1NH4Ac 溶液(用體積分?jǐn)?shù)20%HNO3做底液)，防止再吸附，連續(xù)攪拌30 min，3000 g下離心20 min，取上清液待測.

殘渣態(tài)(RES):取上步殘渣，按國家標(biāo)準(zhǔn)方法(GB/T 17141—1997)消化土壤中的殘渣態(tài)重金屬元素.消化過程中采用國家標(biāo)準(zhǔn)化中心提供的標(biāo)準(zhǔn)土壤參照物矯正消化的誤差.

萃取液中的Pb濃度使用美國瓦里安公司AA220Z型火焰-石墨爐自動切換原子吸收光譜儀測定.

1.4 質(zhì)量控制

形態(tài)分析試驗中殘留液誤差的校正方法為:設(shè)前一提取液中的濃度為C1(mg·L－1)，后一提取液的濃度為C2(mg·L－1)，殘留液體積為V1(mL)，土壤重為W(g)，后一提取液的體積為V1(mL)，則后一級土壤 Pb 含量 C(mg·kg－1)為:

試驗試劑使用分析純以上品格，其中消煮用酸使用優(yōu)級純.容器使用10%HCl浸泡，并反復(fù)使用去離子水潤洗.經(jīng)檢驗，添加Pb后，樣品中Pb的回收率(測量值/理論值)在91.31%—108.64%之間，土壤樣品中Pb各個形態(tài)濃度之和與測定Pb總量之間的相對誤差((各形態(tài)濃度和－總量)/總量)在±12%之間，在整個培養(yǎng)期間，樣品中Pb各形態(tài)濃度之和保持穩(wěn)定，變異系數(shù)CV＜8.65%.

1.5 統(tǒng)計及制圖

方差分析及多重比較(LSD 法，p＜0.05)采用 SPSS 17.0軟件，制圖使用 Origin 8.5.1軟件.

2 結(jié)果與討論

2.1 外源Pb在紫色土中形態(tài)轉(zhuǎn)變趨勢

在未添加外源重金屬的紫色土中，Pb的交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)以及殘渣態(tài)所占的比例依次為1.54%、5.62%、11.65%、5.57%、75.62%，表明未受污染或低污染紫色土中Pb交換態(tài)比例極低，大多呈現(xiàn)殘渣態(tài)，這與其它報道的結(jié)果一致［7］.在非殘渣態(tài)中，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)所占比例最大，這與Ramos［8］和Banerjee［9］的研究相符合，在土壤中鐵錳氧化物對Pb的吸附是土壤固持Pb的重要機(jī)制.

圖1顯示的是不同水分條件下外源重金屬Pb在紫色土中的形態(tài)轉(zhuǎn)變趨勢.從圖1中可以看出，在培養(yǎng)的第1天，超過80%的Pb為交換態(tài).隨著培養(yǎng)時間的增長，交換態(tài)所占比例持續(xù)下降，碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)比例上升，重金屬不穩(wěn)定性和對動植物的可利用性在逐漸下降，整個過程被稱為老化.到培養(yǎng)結(jié)束后，交換態(tài)Pb比例下降到了一個較低的水平，3種水分條件下分別為:55.66%(80%田間持水量)＞46.55%(干濕交替)＞36.37%(淹水)(p＜0.05，下同).碳酸鹽結(jié)合態(tài) Pb所占的比例在培養(yǎng)第1天分別為1.58%(80%田間持水量)、2.39%(干濕交替)和2.92%(淹水)，培養(yǎng)結(jié)束后為12.08%(淹水)＞10.34%(干濕交替)＞9.62%(80%田間持水量).鐵錳氧化物態(tài)Pb所占比例隨培養(yǎng)時間呈上升趨勢，到培養(yǎng)結(jié)束后在3種水分條件下為20.84%(淹水)＞18.21%(干濕交替)＞15.17%(80%田間持水量).土壤中的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)對土壤中重金屬固相組分的重新分配具有重要影響，鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)重金屬在土壤中的狀態(tài)及轉(zhuǎn)化機(jī)制已有較多報道［10］.有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)Pb的比例隨著培養(yǎng)時間的增長緩慢上升，到培養(yǎng)結(jié)束后在3種水分條件下為25.03%(淹水)＞17.36%(干濕交替)＞13.70%(80%田間持水量).土壤中有機(jī)質(zhì)(富里酸、胡敏酸等)表現(xiàn)出很強(qiáng)的表面絡(luò)合能力，有機(jī)膠體與重金屬進(jìn)行整合或結(jié)合作用，或無機(jī)膠體表面大量吸附重金屬元素，形成有機(jī)質(zhì)結(jié)合態(tài)重金屬，直接改變土壤中重金屬形態(tài)分布.在培養(yǎng)過程中，殘渣態(tài)Pb比例變化不大.在Lu［11］的研究中，他認(rèn)為在培養(yǎng)的短時間內(nèi)，重金屬離子較難進(jìn)入土壤礦物的晶格中，因此殘渣態(tài)重金屬的比例基本保持穩(wěn)定.在Jalali的研究中［12］，殘渣態(tài)重金屬比例也呈現(xiàn)相似的趨勢.

圖1 不同水分條件下外源Pb在紫色土中形態(tài)轉(zhuǎn)變的趨勢Fig.1 Fractionation of Pb under different moisture regimes in purple soil as a function of incubation time

2.2 水分條件對Pb形態(tài)轉(zhuǎn)變的影響

進(jìn)入土壤的外源重金屬可較快地被吸附在土壤顆粒表面，形成交換態(tài)重金屬，并隨時間可進(jìn)一步向其它形態(tài)轉(zhuǎn)變.交換態(tài)重金屬被認(rèn)為是活性最強(qiáng)且生物可利用性最強(qiáng)的部分，是研究重金屬環(huán)境風(fēng)險中最值得關(guān)注的重金屬形態(tài).土壤中交換態(tài)重金屬的濃度一般隨時間的增長而逐漸下降.經(jīng)擬合及檢驗，本研究中交換態(tài)Pb的濃度與培養(yǎng)時間的關(guān)系可用Elovich方程表示:

式中，C為交換態(tài)Pb的濃度(mg·kg－1)，T為培養(yǎng)時間(d)，A和B為常數(shù)，與土壤性質(zhì)相關(guān)，擬合結(jié)果及回歸方程見圖2.從圖2可以看出，回歸方程的決定系數(shù)R2在0.9858—0.9925之間(n=5，p＜0.05)，擬合的效果良好.

圖2 交換態(tài)Pb濃度隨培養(yǎng)時間的變化趨勢Fig.2 Exchangeable Pb in purple soil as a function of logarithmic incubation time

隨著進(jìn)入土壤中的外源Pb形態(tài)逐漸向非交換態(tài)轉(zhuǎn)變，交換態(tài)Pb的濃度下降，定義方程(1)中的參數(shù)B的絕對值作為Pb形態(tài)轉(zhuǎn)變速率的表征參數(shù)，并用它來比較不同水分條件下Pb在紫色土中的形態(tài)轉(zhuǎn)變速率，這個值在80%田間持水量條件下為48.41，在干濕交替條件下為60.13，在淹水條件下為65.98，也就是說在淹水條件下，Pb在紫色土中交換態(tài)向其它形態(tài)轉(zhuǎn)變的速率最快，其次是干濕交替條件，在80%田間持水量條件下轉(zhuǎn)變的速率最慢.

2.3 水分條件對Pb形態(tài)轉(zhuǎn)變影響的原因分析

表1為培養(yǎng)結(jié)束后3種水分條件下紫色土pH、Eh、游離鐵及無定形鐵含量的情況.結(jié)果表明，對于80%田間持水量和干濕交替處理，培養(yǎng)結(jié)束后土壤的pH差異不顯著;而淹水條件處理，pH增高.土壤在淹水條件下pH偏向于中性，這與二氧化碳的增加及土壤處于缺氧狀態(tài)下而發(fā)生一系列還原反應(yīng)有關(guān)［13］.pH是土壤化學(xué)性質(zhì)的綜合反映，由于淹水條件下pH的增長，土壤中的粘土礦物、水合氧化物和有機(jī)質(zhì)表面的負(fù)電荷增加，因而對重金屬離子的吸附力加強(qiáng)，致使溶液中可交換態(tài)重金屬離子的濃度降低.Lim［14］的研究表明，pH變化對土壤中Pb和Cd交換形態(tài)有重要影響，并且隨著pH趨向于7，影響逐漸增大.Martínez［15］等人的研究表明，重金屬在氧化物表面吸附的過程(α-FeOOH)也受pH的控制，并且隨pH的升高，生成該元素氫氧根沉淀的機(jī)會增大，這些沉淀增大了土壤對重金屬的吸附力，致使其在溶液中的濃度降低.還有一些研究表明［16-17］，隨著pH的升高，土壤溶液中Fe、Al、Mg離子濃度減小，使土壤有利于吸附重金屬離子.

表1 培養(yǎng)結(jié)束后不同水分條件下土壤pH、Eh、游離鐵及無定形鐵含量Table 1 Soil pH，Eh，amount of free Fe oxides and amount of amorphous Fe oxides after incubation under different moisture regimes

土壤氧化還原電位(Eh)也是影響重金屬元素行為的關(guān)鍵因子.土壤淹水前決定氧化還原電位的主要是氧氣，淹水后由于嫌氧微生物的活動，消耗有機(jī)物中的氧氣，形成各種還原性物質(zhì)，導(dǎo)致土壤的Eh迅速下降.淹水條件下的土壤中交換態(tài)重金屬比例下降也可能與局部形成難溶的硫化物沉淀有關(guān)，在淹水紫色土中，Eh僅為－190 mV，Reddy和Graetz［18］的研究表明，當(dāng)Eh降低到－100 mV以下時，SO2－4會被還原為S2－，S2－可使重金屬以難溶硫化物的形式沉淀，或使難溶的重金屬氫氧化物轉(zhuǎn)化為更難溶的硫化物，從而使交換態(tài)Pb的含量下降.

水分條件的改變也會引起土壤氧化鐵的變化，從而影響重金屬形態(tài).土壤中氧化鐵不僅是土壤結(jié)構(gòu)體的膠結(jié)物質(zhì)之一，更重要的是它具有較高的活性，易隨環(huán)境條件的變化而轉(zhuǎn)變.3種水分管理模式下，紫色土中游離氧化鐵之間差異不顯著(表1)，但無定型鐵含量差異顯著，呈現(xiàn)出淹水＞干濕交替＞80%田間持水量的順序.已有的研究表明，土壤淹水后，土水體系Eh值的降低使游離氧化鐵迅速還原，視氧化鐵的結(jié)晶度、有機(jī)質(zhì)含量和溫度而異［19］.氧化鐵發(fā)生還原溶解后，會生成新的鐵氧化物，新生成的鐵氧化物的無定形或微晶形結(jié)構(gòu)能大量吸附溶液中的重金屬離子，從而降低重金屬的活性，減少交換態(tài)含量.干濕交替下無定型鐵含量低于淹水條件，而高于80%田間持水量，這可能是干濕交替條件下淹水-落干的周期性變化中，淹水對土壤氧化鐵形態(tài)轉(zhuǎn)化有一定的殘余效應(yīng)，氧化鐵的還原-氧化并不完全可逆，因此淹水對于氧化鐵的影響相比落干更為明顯［20］.另外，伴隨著鐵氧化物的形態(tài)轉(zhuǎn)化，重金屬還可能與其發(fā)生沉淀和共沉淀，導(dǎo)致自身活性降低，這在很多研究中［21-22］已有報道.

淹水還會使土壤中有機(jī)質(zhì)對交換態(tài)重金屬的吸附增強(qiáng).淹水造成的還原性條件有利于重金屬-有機(jī)復(fù)合體的形成以及微生物的固定作用.從圖1可以看出，淹水管理模式下，紫色土中有機(jī)態(tài)重金屬含量增加.Kashem［23］報道，在淹水條件下兩種酸性土壤中有機(jī)態(tài)重金屬的含量相比70%田間持水量下增加了150%，在堿性土壤中增長了超過200%.Han［24］的研究表明，淹水條件下兩種干旱地區(qū)土壤中有機(jī)態(tài)重金屬含量顯著提高.

另外，淹水后土壤中的碳酸鹽類不斷分散，增加了吸附表面，從而增加了吸持量，使土壤中碳酸鹽類繼續(xù)更強(qiáng)地對重金屬進(jìn)行吸持，也減少了土壤中交換態(tài)重金屬的比例［25］.

3 結(jié)論

水分條件會改變紫色土pH、Eh、有機(jī)質(zhì)、碳酸鹽及氧化鐵形態(tài)，從而影響外源重金屬在紫色土中的形態(tài)轉(zhuǎn)化及分布.Elovich方程可以擬合交換態(tài)Pb在紫色土中轉(zhuǎn)化的動力學(xué)過程.交換態(tài)Pb在土壤中的下降速率可以作為Pb形態(tài)轉(zhuǎn)變速率的表征參數(shù)，并用它來比較不同水分條件下Pb在紫色土中形態(tài)轉(zhuǎn)變速率的快慢.3種水分管理模式下，Pb在紫色土中形態(tài)轉(zhuǎn)變速率的順序是:淹水＞干濕交替＞80%田間持水量.

［1］陳懷滿.土壤-植物系統(tǒng)中的重金屬污染［M］.北京:科學(xué)出版社，1996

［2］Kabala C，Singh B R.Fractionation and mobility of copper，lead，and zinc in soil profiles in the vicinity of a copper smelter［J］.Journal of Environmental Quality，2001，30(2):485-492

［3］Mcbride M B，Martinez C E，Topp E，et al.Trace metal solubility and speciation in a calcareous soil 18 years after no-till sludge application［J］.Soil Science，2000，165(8):646-656

［4］Van den Berg G A，Loch J.Decalcification of soils subject to periodic waterlogging［J］.European Journal of Soil Science，2000，51(1):27-33

［5］鮑士旦.土壤農(nóng)化分析［M］.北京:中國農(nóng)業(yè)出版社，2000

［6］Tessier A，Campbell P，Bisson M.Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals［J］.Analytical Chemistry，1979，51(7):844-851

［7］Karathanasis A D，Pils J.Solid-phase chemical fractionation of selected trace metals in some northern kentucky soils［J］.Soil＆ Sediment Contamination，2005，14(4):293-308

［8］Ramos L，Hernandez L M，Gonzalez M J.Sequential fractionation of copper，lead，cadmium and zinc in soils from or near Donana National Park［J］.Journal of Environmental Quality，1994，23(1):50-57

［9］Banerjee A.Heavy metal levels and solid phase speciation in street dusts of Delhi，India［J］.Environmental Pollution，2003，123(1):95-105

［10］Müller B，Sigg L.Adsorption of Lead(Ⅱ)on the goethite surface:Voltammetric evaluation of surface complexation parameters［J］.Journal of Colloid and Interface Science，1992，148(2):517-532

［11］Lu A X，Zhang S Z，Shan X Q.Time effect on the fractionation of heavy metals in soils［J］.Geoderma，2005，125(3/4):225-234

［12］Jalali M，Khanlari Z V.Effect of aging process on the fractionation of heavy metals in some calcareous soils of Iran［J］.Geoderma，2008，143(1/2):26-40

［13］Chuan M C，Shu G Y，Liu J C.Solubility of heavy metals in a contaminated soil:effects of redox potential and pH［J］.Water，Air，＆Soil Pollution，1996，90(3):543-556

［14］Lim T T，Tay J H，Teh C I.Contamination time effect on lead and cadmium fractionation in a tropical coastal clay［J］.Journal of Environmental Quality，2002，31(3):806-812

［15］Martínez C E，Mcbride M B.Cd，Cu，Pb，and Zn coprecipitates in Fe oxide formed at different pH:Aging effects on metal solubility and extractability by citrate［J］.Environmental Toxicology and Chemistry，2001，20(1):122-126

［16］Kabra K，Chaudhary R，Sawhney R L.Effect of pH on solar photocatalytic reduction and deposition of Cu(Ⅱ)，Ni(Ⅱ)，Pb(Ⅱ)and Zn(Ⅱ):Speciation modeling and reaction kinetics［J］.Journal of Hazardous Materials，2007，149(3):680-685

［17］Jing Y D，He Z L，Yang X E.Effects of pH，organic acids，and competitive cations on mercury desorption in soils［J］.Chemosphere，2007，69(10):1662-1669

［18］Reddy K R，Graetz D A.Carbon and nitrogen dynamics in wetland soils［J］.The ecology and management of wetlands，1988，1:307-318

［19］蘇玲，章永松.干濕交替過程中水稻土鐵形態(tài)和磷吸附解吸的變化［J］.植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報，2001，7(4):410-415

［20］Bartlett R，James B.Studying dried，stored soil samples-Some Pitfalls［J］.Soil Science Society of America Journal，1980，44(4):721-724

［21］Davranche M，Bollinger J C.Release of metals from iron oxyhydroxides under reductive conditions:effect of metal/solid interactions［J］.Journal of Colloid and Interface Science，2000，232(1):165-173

［22］Kashem M A，Singh B R.Metal availability in contaminated soils:I.Effects of flooding and organic matter on changes in Eh，pH and solubility of Cd，Ni and Zn［J］.Nutrient Cycling in Agroecosystems，2001，61(3):247-255

［23］Kashem M A，Singh B R.Transformations in solid phase species of metals as affected by flooding and organic matter［J］.Communications in Soil Science and Plant Analysis，2004，35(9):1435-1456

［24］Han F X，Banin A.Long-term transformations and redistribution of potentially toxic heavy metals in arid-zone soils incubated:I.Under saturated conditions［J］.Water，Air，＆ Soil Pollution，1997，95(1):399-423

［25］鄭紹建，胡靄堂.淹水對污染土壤鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響［J］.環(huán)境科學(xué)學(xué)報，1995，15(2):142-147

EFFECT OF MOISTURE REGIME ON THE FRACTIONATION OF LEAD IN PURPLE SOIL

ZHENG Shun'an ZHENG Xiangqun ZHANG Tieliang LIU Shutian

(Agro-Environmental Protection Institute，Ministry of Agriculture，Key Laboratory of Production Environment and Agro-product Safety，Ministry of Agriculture/Tianjin Key Laboratory of Agro-environment and Agro-product Safety，Tianjin，300191，China)

This study deals with solid-phase redistribution of added lead(Pb)in purple soil incubated under three moisture regimes(80%field capacity，wetting-drying cycle，and flooding).Pb spiked in the soil transformed from the easily extractable fraction(the exchangeable fraction)into less labile fractions(carbonate-，F(xiàn)e-Mn oxide-and the organic matter-bound fractions)，in a time-dependent manner.Mobility of the metal was thus reduced.No significant change was found for the residual fraction of Pb in the soil during the whole incubation.The decrease of Pb in exchangeable fraction during the incubation could be simulated by Elovich equation，and its decrease rate reflects the transformation rate of metal speciation among various moisture treatments.The transformation rate of Pb in purple soil generally followed the order:flooding ＞ wetting-drying cycle ＞ 80%field capacity.This might be related to the change in pH，Eh and carbonate，organic mattercomplex and concentration of amorphous Fe oxides under submerged condition.

moisture regime，lead，fractionation，purple soil.

2011年5月27日收稿.

*中央級公益性科研院所基本科研業(yè)務(wù)費專項(農(nóng)業(yè)部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測所)資助.

＊＊通訊聯(lián)系人，Tel:022-23006223;E-mail:zhengshunan@gmail.com