熱帶地區(qū)成土母質(zhì)對(duì)水稻土不同粒級(jí)組分及其鉛吸附形態(tài)的影響

洪思誠，李建宏，張婧旻，趙慶杰，李伯凌，吳治澎，邱勇,

1. 海南大學(xué)熱帶作物學(xué)院，海南 ?？?570100；

2. 泉州師范學(xué)院海洋與食品學(xué)院/福建省海洋藻類活性物質(zhì)制備與功能開發(fā)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室/福建省海洋藻類活性物質(zhì)制備與功能開發(fā)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，福建 泉州 362000

土壤重金屬污染是幾十年來世界范圍內(nèi)受到最廣泛關(guān)注的環(huán)境問題之一。土壤作為環(huán)境中重金屬污染物的主要載體，會(huì)對(duì)進(jìn)入的重金屬以各種方式和形態(tài)進(jìn)行吸附與固定（He et al.，2017；Stumm et al.，1992）。土壤作為自然界最復(fù)雜的歷史自然體，土壤中的礦物質(zhì)和有機(jī)土壤顆粒相互之間，甚至與土壤微生物之間通過各種物理的、化學(xué)和生物學(xué)的途徑進(jìn)行多級(jí)團(tuán)聚，形成大小不同的土壤物理組分（不同大小的土壤團(tuán)聚體、微團(tuán)聚體和膠體）（Liu et al.，2018）。不同粒級(jí)的土壤物理組分在組成與性質(zhì)上表現(xiàn)出強(qiáng)烈的異質(zhì)性，影響土壤重金屬污染物在其表面的吸附和固定機(jī)制，從而使不同土壤物理組分在結(jié)合重金屬的數(shù)量、方式和分子形態(tài)方面表現(xiàn)出極大的差異（Acosta et al.，2009）。且不同粒徑大小物理組分占比的不同也會(huì)導(dǎo)致對(duì)重金屬吸附貢獻(xiàn)率的不同。不同成土母質(zhì)土壤的礦物學(xué)組成會(huì)從其母質(zhì)中得以繼承，由于母巖中的礦物質(zhì)組成不同所帶來的巨大差異，會(huì)影響土壤的組成性質(zhì)，從而影響重金屬的吸附能力與吸附形態(tài)。所以，研究不同成土母質(zhì)的土壤物理組分對(duì)鉛的吸附能力與形態(tài)，揭示土壤中鉛的吸附機(jī)理，對(duì)探究土壤重金屬的吸附能力與污染修復(fù)有重要的意義。

重金屬鉛是一種不可降解的環(huán)境污染物，進(jìn)入土壤的鉛大部分分布于土壤表面，對(duì)地表生物與生態(tài)健康影響帶來重要的影響（Ajmonemarsan et al.，2008）。目前有關(guān)鉛污染的研究大多側(cè)重于研究全土的鉛含量，從而評(píng)估其污染程度（Liu et al.，2014）。然而，不同鉛形態(tài)的穩(wěn)定性不同，其對(duì)生態(tài)環(huán)境帶來的風(fēng)險(xiǎn)各不相同（Ehlers et al.，2003；Landrot et al.，2018）。不同粒徑大小的土壤物理組分在土壤中表現(xiàn)出不同的可移動(dòng)性。一些移動(dòng)性強(qiáng)的組分吸附重金屬后會(huì)作為一種污染物進(jìn)入到環(huán)境，造成污染。由于土壤全土重金屬含量僅為土壤總體的一個(gè)平均值，無法提供有關(guān)重金屬在土壤中的化學(xué)形態(tài)與生物有效性方面的有效信息，目前已有實(shí)驗(yàn)通過連續(xù)提取的方法來確定土壤中Pb的化學(xué)形態(tài)，以解釋其在環(huán)境中的穩(wěn)定性與遷移性（Jiang et al.，2009；吳婷等，2017）。隨著分測(cè)技術(shù)的提高，可以通過XRD（X射線衍射）、SEM-EDS（電鏡能譜），XRF（X射線熒光光譜分析）、XPS（X射線光電子能譜分析）、EXAFS（X射線吸收精細(xì)結(jié)構(gòu)譜）、FTIR Spectrometer（傅里葉紅外光譜）等手段于分子層面解釋土壤中鉛的分子形態(tài)（Landrot et al.，2018）。然而目前，對(duì)于不同母質(zhì)土壤中不同粒徑組分對(duì)鉛的吸附能力與形態(tài)的研究，尤其是小粒徑組分對(duì)重金屬的吸附形態(tài)及影響機(jī)制，國內(nèi)外均鮮有報(bào)道。

為了解土壤重金屬鉛在土壤不同物理組分中的分布與吸附形態(tài)，并探索成土母質(zhì)對(duì)土壤組成性質(zhì)及其鉛形態(tài)的影響，以花崗巖和玄武巖母質(zhì)發(fā)育的水稻土為研究對(duì)象，通過土壤鉛老化培養(yǎng)試驗(yàn)?zāi)M土壤鉛污染，采用濕法分離和 XRD（X射線衍射）、SEM-EDS（電鏡能譜）和BCR連續(xù)提取法研究兩種不同成土母質(zhì)水稻土不同物理組分（2—0.25、0.25—0.05、0.05—0.01、0.01—0.001 mm與＜0.001 mm）組成性質(zhì)的差異及對(duì)鉛吸附形態(tài)的影響，以期揭示不同成土母質(zhì)土壤中重金屬鉛的吸附機(jī)理，對(duì)于揭示土壤重金屬污染與累積機(jī)理、防治與修復(fù)土壤的重金屬污染具有重要的科學(xué)意義和現(xiàn)實(shí)意義。

1 材料與方法

1.1 土壤樣品的采集與分級(jí)

1.1.1 供試土壤

供試土壤分別采自海南省?？谑行阌^(qū)（110.20°E，19.92°N）與海南省儋州市那王村水稻研究基地（109.58°E，19.48°N），成土母質(zhì)分別為玄武巖與花崗巖（以下分別記為SB與SG）。采土?xí)r統(tǒng)一取自0—20 cm耕層，采用五點(diǎn)采樣法采集5個(gè)點(diǎn)的土壤，每個(gè)點(diǎn)采集2 kg?；旌虾髮⑺袠悠酚谑覝叵嘛L(fēng)干，除去根系與礫石，然后研磨過2 mm尼龍篩待測(cè)。

1.1.2 土壤樣品的分級(jí)

土壤團(tuán)聚體顆粒分級(jí)依據(jù) Stemmer et al.（1998）的方法，將樣品分為 5個(gè)不同粒徑的物理組分（全土記為B）：（1）2—0.25 mm；（2）0.25—0.05 mm；（3）0.05—0.01 mm；（4）0.01—0.001 mm；（5）＜0.001 mm。用尼龍篩通過濕篩法分離出2—0.25 mm與0.25—0.05 mm物理組分，繼而用虹吸-沉降法分離出0.05—0.01 mm物理組分。將制得的各粒級(jí)組分通過離心法（離心轉(zhuǎn)速與時(shí)間根據(jù)Stokes Low計(jì)算，本研究設(shè)定為時(shí)間為5 min，轉(zhuǎn)速為1250 r·min-1，離心瓶底距離為13 cm，離心機(jī)軸心距離心瓶液面為8 cm）分離得到0.01—0.001 mm組分，最后將上一步得到的上清液于 45 ℃下烘干，得到1 μm以下組分。

1.2 土壤物理組分的組成性質(zhì)分析

使用1:2.5pH計(jì)測(cè)量土壤pH（土水比m:V為1:2.5）；采用比重（密度）計(jì)法計(jì)算土壤物理組成；土壤有機(jī)碳（SOC）采用重鉻酸鉀外加熱法測(cè)定；陽離子交換量（CEC）采用乙酸胺交換法測(cè)定；游離氧化鐵采用 Na2S2O4-Na3C6O7提取法測(cè)定；土壤全量金屬含量通過 HCl-HNO3-HF-HClO4消化后使用原子吸收光譜儀測(cè)定（Solaar Unicam 969 AAS，USA）（鮑士旦，2000）；通過配備有能量色散系統(tǒng)（EDS）的掃描電子顯微鏡（SEM）的電鏡能譜一體機(jī)（Phenom ProX，Netherlands）測(cè)定各樣品中的主要元素組成；通過X射線衍射分析土壤各物理組分的礦物質(zhì)組成，使用Cu靶作為放射源，管電壓為40 kV，管電流為20 mA。

1.3 土壤的老化與鉛吸附形態(tài)

1.3.1 土壤老化

對(duì)兩種供試土壤進(jìn)行等溫吸附實(shí)驗(yàn)，通過Langmuir方程擬合出兩種土壤的鉛最大吸附量分別為 3461 mg·kg-1（SG）與 9241 mg·kg-1（SB），稱取1 kg風(fēng)干土壤樣品，添加1 L20000 mg·L-1硝酸鉛溶液，于常溫中老化培養(yǎng) 4個(gè)月，期間不斷添加去離子水以保持其淹水條件。之后，將土壤與去離子水以 1:100的質(zhì)量比混合攪拌，靜置48 h后，采用虹吸的方式去除上層清液，反復(fù) 3次去除多余的水溶態(tài)鉛，之后風(fēng)干，以上述方法進(jìn)行分級(jí)。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physical and chemical properties of the soil samples

1.3.2 土壤物理組分中鉛化學(xué)形態(tài)

采用 BCR連續(xù)提取法（張朝陽等，2012），得到弱酸提取態(tài)，可還原態(tài)，可氧化態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)Pb，使用原子吸收光譜儀測(cè)定鉛含量。

1.3.3 土壤物理組分中鉛分子形態(tài)

利用 X射線衍射分析老化后土壤各個(gè)物理組分中鉛結(jié)合的分子形態(tài)，使用方式與測(cè)定礦物組成時(shí)一致。

1.4 實(shí)驗(yàn)事項(xiàng)與數(shù)據(jù)處理

所有用于實(shí)驗(yàn)的玻璃器皿均用去離子水徹底沖洗，并在10%（V/V）HNO3溶液中浸泡過夜。所有實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行3個(gè)重復(fù)，實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)均為3個(gè)平行樣品測(cè)定的平均值，變異系數(shù)在所有情況下均小于8%。統(tǒng)計(jì)分析運(yùn)用SPSS 10.0軟件進(jìn)行，并采用單因素方差分析（One-way ANOVA）檢驗(yàn)不同數(shù)據(jù)間的差異顯著性；運(yùn)用Origin進(jìn)行繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分的組成與性質(zhì)

2.1.1 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分占比

由表1中土壤質(zhì)地?cái)?shù)據(jù)可知，玄武巖水稻土中粘粒與粉粒含量均高于花崗巖水稻土，分別占占全土的17.93%與37.37%，而花崗巖水稻土僅為13.42%（粘粒）與23.78%（粉粒）。由圖1可知，玄武巖水稻土與花崗巖水稻土中2—0.05 mm的物理組分均為土壤的主要物理組成，分別占總量的73.37%（SB）與85.34%（SG），相較于花崗巖水稻土，玄武巖水稻土中0.05 mm以下的物理組分占比更大。

圖1 兩種土壤各粒徑物理組分占比Fig. 1 The proportion of physical components in the two soils

2.1.2 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分有機(jī)質(zhì)含量

圖2 兩種土壤各物理組分有機(jī)質(zhì)質(zhì)量分?jǐn)?shù)Fig. 2 Organic matter content in each physical components of two soils

對(duì)比兩種不同成土母質(zhì)發(fā)育而來的水稻土中的有機(jī)質(zhì)含量（圖 2），玄武巖水稻土有機(jī)質(zhì)較花崗巖水稻土高出21%，尤其在0.01—0.001 mm與＜0.001 mm組分中，玄武巖水稻土較花崗巖水稻土分別高出42.7%與19.6%。兩種土壤各物理組分的有機(jī)質(zhì)含量均為：2—0.25 mm＜0.25—0.05 m＜0.05—0.01 mm＜0.01—0.001 mm＜(＜0.001 mm)。隨著粒徑的減少，有機(jī)質(zhì)含量均顯著升高，＜0.001 mm物理組分中有機(jī)質(zhì)含量遠(yuǎn)高于2—0.25 mm物理組分，分別為其5.02倍（SB）與5.28倍（SG）

2.1.3 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分陽離子交換量

全土及各物理組分理化性質(zhì)分析數(shù)據(jù)顯示（圖3），玄武巖水稻土陽離子交換量較花崗巖水稻土高出13.2%，其相同粒徑物理組分陽離子交換量均大于花崗巖水稻土。兩種土壤各物理組分的陽離子交換量為：2—0.25 mm＜0.25—0.05 m＜0.05—0.01 mm＜0.01—0.001 mm＜(＜0.001 mm)。隨著粒徑的減少，兩種土壤各物理組分的陽離子交換量均顯著增加，＜0.001 mm組分的陽離子交換量最大，分別為全土的3.25（SB）與3.03（SG）倍，而2—0.25 mm組分陽離子交換量較低，僅為全土的0.53（SB）與0.23（SG）。

圖3 兩種土壤各物理組分陽離子交換量Fig. 3 Cation exchange capacity in each physical components of two soils

2.1.4 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分游離氧化鐵含量

由圖4可知，玄武巖水稻游離態(tài)氧化鐵含量是花崗巖水稻土的2.14倍，玄武巖水稻土相同粒徑物理組分中的游離氧化鐵含量，均顯著高于花崗巖水稻土。兩種土壤各物理組分的游離態(tài)氧化鐵含量均為：2—0.25 mm＜0.25—0.05 m＜0.05—0.01 mm＜0.01—0.001 mm＜(＜0.001 mm)。隨著粒徑的減少，游離態(tài)氧化鐵呈上升趨勢(shì)，其＜0.001 mm物理組分中游離態(tài)氧化鐵含量遠(yuǎn)高于2—0.25 mm物理組分，分別為其4.55倍（SB）與4.13倍（SG）。

2.1.5 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分XRD晶體礦物組成

圖4 兩種土壤各物理組分游離態(tài)氧化鐵質(zhì)量分?jǐn)?shù)Fig. 4 Free iron oxide in each physical components of two soils

通過對(duì)比兩種土壤各粒徑物理組分的主要元素含量（表2）發(fā)現(xiàn)，玄武巖水稻土中的Fe、Mg、Ca含量均高于花崗巖水稻土。隨著粒徑的減小，兩種土壤各物理組分中的Si含量下降，而其中Fe、Mg、Ca、Al、N、P等元素含量升高。

通過 XRD分析兩種土壤全土與各物理組分中的礦物質(zhì)組成發(fā)現(xiàn)（圖5），花崗巖土壤中土壤的主要礦物為云母、石英與三水鋁石，次要礦物為氧化鋁、高嶺石與鈣長石。玄武巖土壤中其主要礦物為云母與三水鋁石，次要礦物為輝石、榍石與高嶺石。

兩種土壤中2—0.25 mm的物理組分，花崗巖主要礦物為石英與云母，次要礦物為鈣長石與三水鋁石，玄武巖土壤的主要礦物為云母與三水鋁石，次要礦物為輝石與榍石。而隨著土壤粒徑的減小，其中代表石英、云母、三水鋁石、鈣長石等的晶體峰峰高明顯下降。在0.05—0.01 mm組分中，兩種土壤均檢測(cè)到針鐵礦晶體峰。在花崗巖水稻土的＜0.001 mm物理組分中，XRD數(shù)據(jù)顯示高嶺石為其主要礦物；而在玄武巖水稻土＜0.001 mm的物理組分XRD檢測(cè)不到明顯的晶體峰。

表2 SEM-EDS分析兩種土壤各物理組分中主要礦質(zhì)元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)Table 2 SEM-EDS analysis of main elements in the physical components of two soils ω/%

圖5 兩種土壤全土與各物理組分礦物質(zhì)組成Fig. 5 Mineral composition in each physical components of two soils

2.2 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分的鉛吸附形態(tài)

2.2.1 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分鉛化學(xué)形態(tài)

在鉛飽和濃度下，兩種土壤全土中鉛的主要形態(tài)均為弱酸提取態(tài)與可還原態(tài)（圖 6），共占全量鉛的83%（SG）與85%（SB）。玄武巖水稻土鉛的吸附總量均高于花崗巖土，其中玄武巖水稻土弱酸提取態(tài)的含量較花崗巖水稻土高24%，玄武巖水稻土可還原態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)鉛分別較花崗巖水稻土高52.65%與32.85%。

圖6 兩種土壤各物理組分鉛化學(xué)形態(tài)的質(zhì)量分?jǐn)?shù)與占比Fig. 6 Content and proportion of lead chemical forms in the physical components of the two soils

不同粒徑的物理組分對(duì)鉛的吸附形態(tài)與吸附量均存在明顯的差異，兩種土壤2—0.25 mm的物理組分中，鉛的化學(xué)形態(tài)主要以弱酸提取態(tài)存在，分別占64%（SB）與43%（SG）。隨著粒徑減小，可還原態(tài)鉛含量及其占比逐漸增加，＜0.001 mm組分中，可還原態(tài)鉛含量達(dá)最高，成為主要化學(xué)形態(tài)，分別占55%（SB）與63%（SG）。對(duì)比兩種土壤＜0.001 mm組分，玄武巖水稻土中可還原態(tài)鉛含量較花崗巖水稻土高72.7%。

2.2.2 不同成土母質(zhì)水稻土各物理組分鉛XRD分子形態(tài)

圖7 XRD數(shù)據(jù)顯示，鉛老化后兩種土壤全土中的鉛結(jié)合形態(tài)相似，兩種土壤均檢測(cè)出硅酸鉛與磷酸鉛。此外，在土壤中還發(fā)現(xiàn)了類甲酸鉛與類乙酸鉛這類有機(jī)結(jié)合態(tài)鉛的晶體峰。而對(duì)比兩種土壤相同粒徑物理組分，可以發(fā)現(xiàn)兩種土壤在2—0.25 mm組分中鉛的主要形態(tài)均為硅酸鉛與磷酸鉛，而隨著粒徑的減小，出現(xiàn)新的鉛形態(tài)，如硅酸鐵鉛、磷酸鐵鉛、硅酸鋁鉛與硅酸鉛鈣。在0.01—0.001 mm與＜0.001 mm組分中，原有的硅酸鉛峰消失。

3 討論

3.1 不同成土母質(zhì)水稻土物理組分組成與性質(zhì)差異

本研究發(fā)現(xiàn)，在兩種土壤中2—0.05 mm之間的物理組分占比均最大，玄武巖水稻土對(duì)比花崗巖水稻土，其小粒徑物理組分（0.05 mm以下）占比更大，前人亦有發(fā)現(xiàn)以玄武巖為成土母質(zhì)的土壤其質(zhì)地輕于以花崗巖為成土母質(zhì)的土壤（孫佳佳等，2015）。表1亦表明玄武巖水稻土的土壤質(zhì)地更細(xì)，粘粒含量更高。

本文對(duì)兩種土壤不同粒級(jí)物理組分的有機(jī)質(zhì)含量分析發(fā)現(xiàn)，玄武巖水稻土各粒級(jí)物理組分的有機(jī)質(zhì)含量均高于花崗巖水稻土，與前人研究結(jié)果一致（林大松等，2007）。其原因在于成土母質(zhì)的差異導(dǎo)致玄武巖土壤的pH更趨近于中性且其土壤質(zhì)地更細(xì)，其對(duì)有機(jī)質(zhì)的固定與積累有著正面的作用（何騰兵等，2006；羅華元等，2010；章明奎等，1997），從而導(dǎo)致其有機(jī)質(zhì)含量高于花崗巖土壤。隨著粒徑的減小，兩種土壤各物理組分中的有機(jī)質(zhì)含量均顯著升高，其中＜0.001 mm組分中的有機(jī)質(zhì)含量相比2—0.25 mm組分甚至高出了5倍以上，其原因可能在于土壤大粒徑物理組分中的有機(jī)質(zhì)以碳水化合物為主，在自然條件下易被分解而損失（Franzluebbers et al.，1997）。

圖7 兩種土壤各物理組分鉛XRD分子形態(tài)Fig. 7 Lead XRD molecular morphology in each physical components of the two soils

玄武巖水稻土的 CEC和游離氧化鐵含量均高于花崗巖水稻土，與前人研究結(jié)果一致（劉合明等，2008），原因在于兩種供試土壤均為熱帶地區(qū)磚紅壤，在風(fēng)化過程中釋放出的硅酸被排脫淋失，致使鐵鋁相對(duì)富集，而玄武巖水稻土的母巖中鐵鋁氧化物含量高于花崗巖土壤（陳志誠等，2003），從而導(dǎo)致土壤中CEC與游離態(tài)氧化鐵較高。隨著土壤粒徑的減小，各物理組分土壤CEC與游離氧化鐵含量均顯著增大，這與前人的研究一致（陸太偉等，2018；Liu et al.，2018）。在0.25—0.05 mm粒徑的物理組分中游離態(tài)鐵對(duì)全土的貢獻(xiàn)率均最高。而周琴等（2018）通過對(duì)土壤膠體部分（＜2 μm）與非膠體部分（＞2 μm）進(jìn)行研究比較，發(fā)現(xiàn)土壤膠體部分的CEC含量為非膠體部分的7—10倍，且認(rèn)為鐵鋁氧化物主要富集于土壤膠體部分。與本研究結(jié)果存在差異，可能原因在于土壤各物理組分占比不同，在供試土壤中 2—0.25 mm土壤物理組分占比均高于0.25 mm以下的物理組分。根據(jù)土壤不同物理組分在全土中占比的不同，可以發(fā)現(xiàn)各物理組分的有機(jī)質(zhì)、游離態(tài)氧化鐵對(duì)全部土壤的貢獻(xiàn)率也存在不同，小粒徑物理組分中，雖然擁有更高的有機(jī)質(zhì)、游離態(tài)氧化鐵含量，但因其在全土中的占比較低，對(duì)全土的貢獻(xiàn)率反而小于大粒徑土壤物理組分。

XRD與SEM-EDS數(shù)據(jù)表明，花崗巖土壤中的主要礦物為云母、石英與三水鋁石，次要礦物為氧化鋁、高嶺石與鈣長石。玄武巖土壤中主要礦物為云母與三水鋁石，次要礦物為輝石、榍石與高嶺石。且玄武巖水稻土中的鐵、鎂、鈣含量均高于花崗巖水稻土。玄武巖土壤中含有榍石與輝石兩種火成巖的成巖礦物，而輝石中富含的鐵、鎂、鈣元素可能是造成這種現(xiàn)象的主要原因。前人有研究發(fā)現(xiàn)玄武巖母巖中鐵鎂的含量高于花崗巖母巖（陳志誠等，2003；陳靜生等，1999），亦可對(duì)其加以佐證。隨著粒徑的減小，兩種土壤物理組分中的硅含量均下降，土壤中的原生礦物，如石英、鈣長石、云母等含量減少，粘土礦物（高嶺石）增多。且隨著粒徑的減小，XRD峰整體更加平滑，可能原因在于小粒徑土壤中非晶體結(jié)構(gòu)的礦物質(zhì)成分升高，且礦物質(zhì)組分含量相對(duì)較少，有機(jī)質(zhì)含量較高，有機(jī)官能團(tuán)豐富，礦物質(zhì)與有機(jī)質(zhì)結(jié)合形成有機(jī)-無機(jī)復(fù)合物（Landrot et al.，2018），導(dǎo)致無法檢出明顯的礦物質(zhì)晶體峰。在花崗巖水稻土中＜0.001 mm組分中高嶺石為其主要礦物，而玄武巖水稻土＜0.001 mm組分中未檢出明顯的礦物晶體峰，說明玄武巖水稻土＜0.001 mm組分中的有機(jī)官能團(tuán)豐富，有機(jī)質(zhì)占比高，礦物質(zhì)主要以與有機(jī)質(zhì)結(jié)合的形態(tài)存在于該組分中，且礦物質(zhì)結(jié)構(gòu)多為非晶體礦物質(zhì)結(jié)構(gòu)。因成土母質(zhì)的差異，不同成土母質(zhì)土壤不同物理組分中的礦物質(zhì)組成不同，可能是導(dǎo)致其性質(zhì)差異的直接原因（Sanderson et al.，2015）。

3.2 不同母質(zhì)水稻土物理組分對(duì)鉛吸附形態(tài)影響

本研究結(jié)果表明，兩種水稻土老化后，土壤中的主要鉛化學(xué)形態(tài)為弱酸提取態(tài)與可還原態(tài)，與前人研究相一致（Rotkittikhun et al.，2006）。土壤中有機(jī)質(zhì)含量、CEC與游離態(tài)氧化鐵是影響重金屬吸附的重要理化性質(zhì)，其影響土壤重金屬污染物在其表面的吸附和固定機(jī)制，對(duì)重金屬在土壤環(huán)境中的分配和化學(xué)組成有重要的影響（Liu et al.，2018；林大松等，2007；周琴等，2018）。玄武巖水稻土的總鉛吸附量大于花崗巖水稻土，玄武巖水稻土中的可還原態(tài)鉛顯著高于花崗巖水稻土，可還原態(tài)鉛主要為土壤中鉛與鐵錳等金屬氧化物的結(jié)合產(chǎn)物，玄武巖水稻土中的鐵鎂鈣等含量均高于花崗巖水稻土，這可能是造成差異的主要原因。

鉛污染土壤中，各物理組分中總鉛含量為：2—0.25 mm＜0.25—0.05 mm＜0.05—0.01 mm＜0.01—0.001 mm＜(＜0.001 mm)，隨著土壤粒徑的減小，土壤中有機(jī)質(zhì)含量、土壤陽離子交換量與游離氧化鐵含量均顯著增大，土壤物理組分中重金屬結(jié)合位點(diǎn)增多（Ljung et al.，2006），對(duì)鉛吸收能力增強(qiáng)。在2—0.25 mm土壤組分中，鉛的主要形態(tài)為弱酸提取態(tài)，弱酸提取態(tài)鉛有著最高的活性和生物毒性，存在很大的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)（Clemente et al.，2008）。而在＜0.001 mm組分中，可還原態(tài)鉛成為鉛的主要形態(tài)，主要原因在于小粒徑組分中有較高的粘土礦物顆粒（特別是游離態(tài)氧化鐵），其對(duì)鉛有較高的吸附能力且具有較強(qiáng)的穩(wěn)定性，所以，小粒徑土壤物理組分較大粒徑組分而言，對(duì)鉛有較高的吸附能力與穩(wěn)定性。

通過對(duì)比模擬污染前后土壤不同物理組分的XRD礦物組成發(fā)現(xiàn)，兩種土壤中的主要鉛的分子形態(tài)均以磷酸鉛與硅酸鉛形態(tài)存在，且在土壤中檢測(cè)出類甲酸鉛與類乙酸鉛的存在，可能是因?yàn)橥寥烙袡C(jī)質(zhì)中的羧基官能團(tuán)與鉛離子絡(luò)合成為有機(jī)態(tài)鉛（Landrot et al.，2018）。在大粒徑土壤物理組分中，鉛的主要結(jié)合形態(tài)為硅酸鉛，說明鉛在該組分中主要與石英、長石等巖石礦物相結(jié)合。

隨著粒徑的減小，硅酸鐵鉛、磷酸鐵鉛、硅酸鋁鉛與硅酸鉛鈣成為鉛在土壤中的主要形態(tài)，在0.01—0.001 mm與＜0.001 mm小粒徑物理組分中鉛大多與Si、Fe、Al等元素的氧化物和磷酸鹽類結(jié)合而富集在土壤物理組分中。實(shí)驗(yàn)結(jié)果與前人的研究相一致（Karna et al.，2017；Liu et al.，2006），其主要原因在于大粒徑物理組分中，主要礦物為石英，且硅含量較高，而隨著粒徑的減少其物理組分中原生礦物含量減少，各粘土礦物增多，硅含量下降，鈣鐵鋁鎂等金屬元素含量升高，對(duì)重金屬的結(jié)合位點(diǎn)增加，對(duì)鉛離子的吸附能力增強(qiáng)（Ljung et al.，2006）。

4 結(jié)論

對(duì)比兩種不同成土母質(zhì)發(fā)育而來的水稻土，玄武巖水稻土全土的有機(jī)質(zhì)含量、陽離子交換量與游離氧化鐵均高于花崗巖水稻土。玄武巖中輝石的存在是造成其鐵、鎂等金屬元素含量均高于花崗巖水稻土的重要原因。兩種土壤各物理組分隨著粒徑的減小，其有機(jī)質(zhì)含量、陽離子交換量與游離氧化鐵含量均升高。

玄武巖水稻土對(duì)鉛的吸附量高于花崗巖水稻土，且吸附形態(tài)更穩(wěn)定。鉛在大粒徑物理組分中的主要形態(tài)為硅酸鉛與磷酸鉛，而在小粒徑組分中則主要以與金屬硅酸鹽結(jié)合的形式存在。小粒徑物理組分對(duì)鉛的吸附量與穩(wěn)定性均高于大粒徑物理組分。隨著粒徑的減小，物理組分中原生礦物含量減少，各粘土礦物增多，硅含量下降，鈣鐵鋁鎂等金屬元素含量升高，重金屬結(jié)合位點(diǎn)增加，對(duì)鉛離子的吸附能力增強(qiáng)，且吸附形態(tài)更穩(wěn)定。