废旧阴极射线管（CRT）显示器玻壳进入土壤后铅的释放及转化

可交换态重金属是指非专性吸附土壤胶体表面上的金属，生物可用性高，是引起土壤重金属污染和危害生物体的主要给源。由图2（a）表明，处理时间从10～110d土壤中溶解与可交换态铅浓度总体上从0.2mg/kg逐渐升高到0.4～0.8mg/kg，之后基本稳定在此浓度范围内。处理1（T1-A）前2个点的浓度较高，其原因不十分清楚，可能由于土壤的异质性及提取步骤和分析过程的误差。尽管加酸处理（T1）降低了土壤的pH值，但是土壤仍偏碱性；因此，没有明显增加土壤中溶解态和可交换态的含量。碳酸盐结合态Pb是吸附在碳酸盐矿物表面，或者在碳酸盐表面形成沉淀或共沉淀的Pb。当土壤pH值降低时，与碳酸盐结合的Pb可释放出来，被植物或土壤生物利用，或迁移到地下或地表水体。处理时间从10～230d，碳酸盐结合态的Pb含量从20～36mg/kg逐渐升高到70～100mg/kg[图2（b）]。并且开始升高的速率较快，随后升高的速率逐渐缓慢。从CRT玻壳颗粒表面直接溶解的含量约为7.6mg/kg。鉴于土壤原始总Pb含量只有28.4mg/kg，因此，CRT玻壳颗粒释放的Pb很大部分与土壤碳酸盐矿物结合。与溶解态与可交换态Pb（EXC-Pb）相似，改变土壤的pH值没有显著影响土壤中与碳酸盐矿物结合态的Pb含量。
铁锰氧化物结合态Pb是吸附在铁锰氧化物矿物表面，或者在铁锰氧化物矿物表面形成沉淀或共沉淀的Pb。在还原条件下，铁锰氧化物发生还原性溶解，与之结合的Pb释放出来，可能增加Pb的生物可用性和迁移性。图2（c）表明，虽然原始土壤相比，铁锰氧化物结合的Pb的浓度明显升高，但是在整个实验期间浓度基本介于26～44mg/kg之间，随时间升高的趋势不明显。这表明Pb与铁锰氧化物结合主要以表面吸附过程为主。降低土壤pH值没有显著影响与铁锰氧化物结合的Pb的含量。
上述3种形态Pb含量的总和在实验期间内呈现出明显的升高趋势[图2（d）]，从44～66mg/kg逐渐升高到100～150mg/kg。其中，与碳酸盐和铁锰氧化物矿物结合的Pb的含量占99%以上。因为当土壤环境条件发生变化时，这2种形态的Pb较易释放，因此，具有较高的潜在环境生态风险。鉴于不同处理没有显著影响土壤中3种形态Pb的含量，为定量评估3种形态Pb含量及其总和随时间的变化，可将图2中的4条曲线看成4个平行实验的结果，计算其平均值，然后采用对数拟合，回归方程的相关系数在0.74～0.96之间（图3）。拟合方程表明，EXC-Pb、CARB-Pb、RO-Pb及3种形态总和随处理时间的升高速率分别为0.15/t、3.8/t、21.1/t、24.2/t mg•（kg•d）-1，其中t为时间（10～230d）。结果表明，溶解与可交换态Pb含量升高的速率最低，其次是与铁锰氧化物结合的Pb，而与碳酸盐矿物结合的Pb含量升高的速率最高。实验结束时，与碳酸盐结合的Pb的含量每天升高约0.1mg/kg。

图3 EXC-Pb、CARB-Pb、RO-Pb及其总和(EXC-Pb+CARB-Pb+RO-Pb)含量随时间变化
Han等[13]研究表明，黄土（loessial）中EXC-Pb的含量为（0.03±0.08）mg/kg，CARB-Pb的含量为（9.94±2.81）mg/kg，RO-Pb的含量为（1.09±0.63）mg/kg，而Pb的总含量为（18.17±3.77）mg/kg。向该土壤中加入0.5、3、5倍总含量的Pb（PbCl2形式），土壤保持在田间持水量水平，1a后测定土壤中Pb的形态。结果表明：EXC-Pb的含量为0.02～0.18mg/kg；CARB-Pb的含量为13.7（0.5倍）、40.1（3倍）、59.9（5倍）mg/kg；RO-Pb的含量为4.3（0.5倍）、16.1（3倍）、22.6（5倍）mg/kg。这一结果与本研究的结果十分相似。
3 结论