1. 引言
广西地区是我国重要的有色金属资源开采区，矿业活动导致的重金属污染是区域主要的水土环境生态环境问题。研究清楚不同环境介质中重金属的污染过程，尤其是多因素作用下迁移与转化机制是重金属污染治理与修复的关键环节。
重金属的迁移与转化是相互关联的动态过程[1]。迁移主要指Pb和Cd在水土环境中的空间移动，包括溶解态重金属随水流的扩散、胶体或颗粒态重金属的悬浮搬运，以及吸附–解吸作用下的固液分配行为[2]。而转化则涉及重金属的形态变化，氧化还原、沉淀溶解、络合解离等化学反应，这些过程直接影响重金属的迁移能力和生态毒性[3]。在氧化条件下，Cd2+易以游离态存在，迁移性较强[4]；而在还原环境中，Cd可能与硫化物结合形成难溶的CdS沉淀，降低其迁移风险[5]。Pb的迁移同样受pH和氧化还原条件的影响，在酸性环境中，Pb2+溶解度增加，易于迁移[6]；而在中性或碱性条件下，Pb易形成碳酸盐或氢氧化物沉淀，从而固定在土壤或沉积物中[7]。有机质和铁锰氧化物等环境组分可通过表面络合或共沉淀作用影响Pb和Cd的吸附–解吸平衡[8]，进一步调控其迁移与转化路径。
2. 材料与方法
2.1. 实验材料与仪器
本次实验采用经预处理的石英砂作为填充材料。首先将石英砂均匀摊开，检查并去除其中明显的杂质或异物。随后采用四分法进行分样，取出一部分砂样过2 mm标准筛，以去除较大颗粒及少量粉尘，这样确保砂粒粒径分布符合实验要求。过筛后的石英砂充分混匀，置于洁净容器中保存备用。分为两部分，一部分砂样用于室内柱试验装填，另一部分留存用于相关物理性质的测定。所有石英砂样品均置于避光、常温、干燥的环境中保存。实验用水采用去离子水。
2.2. 实验设计
2.2.1. 土柱淋滤试验
土柱由有机玻璃材料制成，内直径5 cm，外径7 cm，柱身高35 cm。填土高度为30 cm，底部为2 cm高的粗粒石英砂层，砂层上下方设置筛网，以更好地进、排水。水槽使用25 L去离子水作为实验用水，蠕动泵用于控制水位上升和下降的波动过程。在装置的一侧每隔5 cm设置取水口，共设置了6个取水口，用于采集水样，在距柱底部5 cm处的另一侧安装测压管，用于观测水位。
首先对柱子进行装填：① 使用纯水对柱子进行清洗，晾干后，在内壁均匀涂抹凡士林；② 将采集土壤样品过筛备用；③ 装填柱子：首先在柱子底部装入2 cm厚的石英砂，防止土壤介质被冲刷流走，在石英砂上部的过滤板上夹一层200目尼龙滤网，在其上装填已经备好的土样，每次装填5 cm，并用压实器压实，以保证颗粒均匀分布，装填土壤介质至35 cm处；④ 向塑料桶添加去离子水，离子水内含有Pb、Cd的重金属污染物，通过蠕动泵从下往上进水，观察水位，将初始水位控制在2 cm处，静置2天，从2 cm和7 cm处取样孔取水样。
水位波动设计通过蠕动泵控制水位上升和下降，实现水位波动过程。土柱初始水位为2 cm，通过蠕动泵将进水速率设置为1 mL/min，快速抬升水位并稳定在10 cm处，每隔24 h水位上升5 cm，连续上升至27 cm处，再降低至5 cm处，完成一个水位波动周期，实验进行11个波动周期。四个土柱同时实验，水位波动过程相同，水位波动随时间变化。为了对实验土柱进行防渗处理，在每个土柱内包有防水膜，有效防止侧向渗漏，确保水流垂直运移，避免边界效应和数据偏差。
每个实验土柱设置6个取样孔，位置分别为2 cm、7 cm、12 cm、17 cm、22 cm、27 cm (间隔5 cm)。实验间隔24 h通过土壤溶液取样器采集水样，测试水样中pH、Eh和污染物Pb和Cd浓度，待两个波动周期结束后，从0~30 cm之间，每隔5 cm取土样。
2.2.2. 试验样品测定
土壤中重金属含量测定，将采集的沉积物和土壤样经过研磨、过筛、消解、去离水冲洗、定容、过滤等预处理后，采用电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)等方法测定重金属总量。水中重金属含量测定，将采集的水样经过适当的过滤和稀释后，采用电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)等方法测定Pb和Cd的浓度。
2.2.3. 数据处理与分析
数据处理和分析采用Microsoft Office的Excel和Origin (学习版)软件。
3. 结果与分析
3.1. 水位波动下pH和EC的动态变化
3.1.1. pH的动态变化
pH值是影响重金属在环境中迁移转化的重要因素之一。在粗砂实验土柱中，pH值受水位波动影响显著，其变化与物理水动力过程密切相关：在水位上升阶段，垂向对流作用增强，促使上层酸性溶液快速下渗，同时溶质弥散加速了氢离子迁移，导致pH下降；水位下降时，向上水分运移减弱，弥散与对流作用减缓，pH逐渐回升(图1(a))。从不同取样深度来看，在水位2~7 cm处孔隙较大，水流通畅，对流与弥散效应显著，因此pH响应迅速、变幅大；水位12~17 cm处水分运移相对缓慢，溶质弥散受到一定抑制，pH变化较为缓和，响应存在滞后；水位22~27 cm处由于水流路径延长、运移速率降低，物理弥散作用进一步减弱，缓冲了pH波动。总体而言，粗砂土柱渗透性强，氧化环境突出，pH多数处于3.0~7.0之间，变幅较大。
在细砂实验土柱中，pH值随水位波动呈现显著的周期性响应(图1(b))。水位上升引起向下对流加强，有利于酸性物质的输入与迁移，使pH迅速下降；水位下降则对流减弱，酸性输入减少，pH逐步回升。从不同取样深度看，水位2~7 cm处受对流作用影响最直接，酸性物质随水流快速运移，氧化还原反应活跃，由此可见pH变化幅度最大、响应最快。在水位12~17 cm处水分迁移受细砂持水性与孔隙结构的共同影响，弥散作用增强、对流减弱，物质迁移速率下降，pH响应滞后且变化趋缓，有明显的缓冲效应。在水位22~27 cm处对流与弥散作用均进一步减弱，同时细砂颗粒比表面积大，表面物理吸附与离子交换作用显著，对酸性物质及潜在重金属离子具有一定的固定效果，因此pH响应最弱、变化幅度最小。总体而言，pH维持在4.0~7.0之间，水动力过程与表面物化吸附共同调控着酸性物质及重金属的迁移行为。
(a)
(b)
Figure 1. The curve of pH during water level fluctuation ((a) Coarse sand; (b) Fine sand)
图1. 水位波动过程中pH变化曲线((a) 粗砂；(b) 细砂)
从pH的变化对水位波动速率的影响看：整个实验过程，在水位上升阶段(7 cm→27 cm，4 d，水位波动速率5 cm/d)，水位波动速率较缓慢，利于水分充分入渗及溶质迁移；在水位下降阶段(27 cm→7 cm，2 d，水位波动速率10 cm/d)，水位波动速率较快，促进排水和气体交换。这种差异导致氧化–还原交替频繁，加速土壤化学变化[9]：上升时还原环境占主导，pH会上升，下降时氧化环境主导pH会下降，但整体以碱性化趋势为主，因排水携带酸性物质流失[10]。
3.1.2. EC的动态变化
电导率(EC)是衡量水中溶解性固体含量的指标，与矿化度密切相关。不同取样深度中的粗砂实验土柱中(图2(a))，在水位2~7 cm处EC值介于1000~1800 μS/cm之间，EC变化幅度最大、响应最快。说明水位2~7 cm处处于水位变动敏感区，粗砂孔隙大、渗透性强，对流作用占主导，水分与溶质迁移迅速，水位上升时，水体携带离子快速输入，EC显著升高；水位下降时，对流带动溶质快速排出，EC迅速下降。在水位12~17 cm处EC介于1200~1800 μS/cm之间，EC变化较缓且滞后。说明溶质运移受水动力弥散的影响增强，同时，石英砂表面的物理吸附与离子交换作用开始显现，部分重金属离子被砂粒表面暂时吸附，减缓其向下迁移，从而起到一定的缓冲效果，使EC波动幅度降低。在水位22~27 cm处EC介于1300~1700 μS/cm之间，EC变化最小、最为稳定，说明22~27 cm处溶质运移进一步受弥散作用控制，对流影响减弱，EC保持相对稳定。总体而言，粗砂颗粒较粗，孔隙大，渗透性强，以对流为主要运移机制，导致EC对水位响应迅速，但缓冲能力较弱。
(a)
(b)
Figure 2. The curve of EC during water level fluctuation ((a) Coarse sand; (b) Fine sand)
图2. 水位波动过程中EC变化曲线((a) 粗砂；(b) 细砂)
在不同取样深度中的细砂实验土柱中(图2(b))，在水位2~7 cm处EC变化最为显著且响应迅速，EC值介于1250~1800 μS/cm之间。说明水位2~7 cm处位于水分输入区，强烈的对流主导水动力过程使水分与溶质快速进入孔隙水，离子迁移以对流输运为主，EC随水位升降快速变化。在水位12~17 cm处EC变化较为缓和，EC介于1300~1700 μS/cm之间，响应存在一定滞后，表明水位12~17 cm处水分运移以弥散作用为主，溶质在孔隙水中扩散迁移速率降低，同时，石英砂颗粒表面的物理吸附与离子交换作用开始显现，可部分滞留重金属离子，起到一定的缓冲效果，减缓了溶质对水位变化的响应。在水位22~27 cm处EC最为稳定，EC介于1300~1700 μS/cm之间，表明水位22~27 cm处受水位波动影响最小，水动力条件以缓慢的弥散与弱对流为主，溶质迁移显著减缓；在同等时间维度下，石英砂表面的吸附与离子交换机制在此处作用更为明显，重金属离子在运移过程中更易被固相滞留，离子溶解与迁移受到抑制，由此可见EC变化幅度小且响应迟缓。总体而言，细砂中EC整体较高而且变化平缓，这与细砂较细的孔隙结构和较强的持水能力有关，不仅减缓了对流与弥散过程，也增强了石英砂表面对重金属的吸附与离子交换能力，共同调控着重金属在土柱中的迁移行为。
从EC的变化对水位波动速率的影响来看，整个实验过程，水位上升阶段(7 cm→27 cm，4 d，水位波动速率5 cm/d)，水位下降阶段(27 cm→7 cm，2 d，水位波动速率10 cm/d)。这种速率差异会导致在水位在上升阶段时，缓慢上升延长了水分浸润时间，促进离子扩散与稀释，EC值变化平缓；在水位下降阶段时快速下降会导致溶质未能充分溶解或运移，EC值响应剧烈。而水位波动速率变化会通过控制水分滞留时间直接影响溶质运移与化学反应程度[11]。
3.1.3. pH和EC对Pb和Cd迁移转化的影响
pH的周期性变化直接调控着重金属的溶解–沉淀平衡[12]。当水位上升时pH下降，促进了吸附在土壤颗粒上的Pb和Cd解吸，使Pb与Cd迁移性增强；在水位下降时pH回升，有利于Pb和Cd形成氢氧化物或碳酸盐沉淀，使Pb与Cd迁移性降低。EC的动态变化反映了溶质迁移与离子强度的变化。水位上升时EC下降，表明离子被稀释扩散，有助于Pb和Cd的迁移；水位下降时EC急剧上升，表明溶质浓度升高，促进了局部沉淀但也可以通过排水的方法携带部分Pb和Cd流出。
3.2. 水位波动下Pb和Cd的动态变化
3.2.1. Pb的动态变化
Pb是一种典型的重金属污染物，在矿山废水中含量较高。在水位波动带内，粗砂中Pb的浓度随水位波动呈现明显的动态变化，浓度峰值出现在每个水位下降阶段(图3(a))。这与粗砂渗透性较好，水动力迁移较快有关，因此Pb浓度响应更迅速。从不同取样深度影响看：粗砂的水位2~7 cm处对流作用最强，Pb随水迁移最快，浓度峰值出现早、变化剧烈。说明水位2~7 cm处在水位上升时，水流下渗增强了对流输送，同时水分带入的还原性物质促进Pb释放；水位下降时，流速减缓且氧化条件增强，石英砂表面可通过物理吸附及离子交换作用暂时滞留部分Pb2+，使浓度降低。在水位12~17 cm处，弥散作用逐渐凸显，对流优势减弱，Pb迁移速率下降，浓度变化滞后且峰值降低，石英砂表面有限的吸附位点及离子交换在一定程度上延缓了Pb的向下迁移，但仍以水动力输送为主。在水位22~27 cm处，弥散占主导，迁移进一步缓慢，浓度变化最缓、峰值最低，表明水位22~27 cm的Pb在长路径迁移中持续与石英砂表面发生弱吸附与离子交换，延长了其到达深层的时间，表现为迁移过程的显著滞后。总体而言，粗砂中Pb的迁移主要受对流控制，迁移速率快、浓度响应明显。
在细砂的实验土柱的Pb浓度随时间变化较为平缓，波动幅度较小，而且表现出明显的滞后现象(图3(b))。这与细砂的物理性质密切相关：细砂具有较大的比表面积，增强了石英砂表面的物理吸附与离子交换作用，使Pb2+易于被吸附并保留在固相表面；同时，细砂渗透性较低，使得以对流为主导的溶质迁移过程受到抑制，弥散作用也因孔隙结构较为均匀细小而相对有限，从而延缓了溶质的整体迁移速度，导致浓度变化对水位波动的响应出现延迟。从不同取样深度来看：水位2~7 cm处Pb浓度响应最为迅速，受水位波动影响最明显，峰值出现较早，表明在水位上升时，水位2~7 cm处直接接受水分的对流入渗，携带的Pb2+在迁移过程中部分被砂粒表面吸附；水位下降时，氧化条件变化可能引发吸附态Pb的释放，使其浓度下降。细砂2 cm处变化监测不明显，这与表层低渗透性限制了对流与弥散交换有关。在水位12~17 cm处浓度变化较为缓和，峰值较低，说明水位12~17 cm处对流作用减弱，弥散成为主要迁移机制，且细砂持水性强，水分与溶质迁移进一步减缓，起到缓冲效果。在水位22~27 cm处浓度变化最小，峰值最低，反映该区域对流几乎停滞，弥散作用也因孔隙细小、路径曲折而显著受限，污染物迁移主要受表面吸附/解吸平衡控制。总体而言，与粗砂相比，细砂渗透性低、吸附面大，其Pb迁移主要受缓慢的对流–弥散过程及石英砂表面强烈的物理吸附/离子交换作用共同影响，表现为迁移速率慢、浓度响应滞后且变化平缓。
(a)
(b)
Figure 3. The curve of Pb content during water level fluctuation ((a) Coarse sand; (b) Fine sand)
图3. 水位波动过程中Pb含量变化曲线((a) 粗砂；(b) 细砂)
从水位波动速率与Pb的浓度变化来看，整个实验过程，在水位上升阶段(7 cm→27 cm，4 d，水位波动速率5 cm/d)，较快的水位上升导致较强的向下水力梯度，加速Pb向下迁移，同时增强孔隙水的稀释作用，使表层Pb浓度降低；在水位下降阶段(27 cm→7 cm，2 d，水位波动速率10 cm/d)，更快的下降速率引发明显的毛细上升效应，带动吸附在颗粒表面的Pb向上迁移，但由于时间较短，部分Pb未能完全随水流上升而在中深层滞留，导致浓度升高。整体趋势表明，较快的水位波动速率促进了Pb的垂向迁移与重新分布，但也加剧在不同深度Pb的浓度波动性[13]。
3.2.2. Cd的动态变化
Cd是另一种常见的重金属污染物，在矿山废水中同样含量较高。粗砂中Cd的浓度随水位波动呈现明显的周期性变化：浓度峰值出现在每个水位的水位上升阶段，最高浓度可达1.4 mg/L (图4(a))，这是因为粗砂孔隙大、渗透性强，有利于对流作用的发生。从不同取样深度影响看，粗砂在水位2~7 cm处浓度响应最快，受水位波动影响最直接，峰值浓度较高。说明水位2~7 cm在水位上升阶段，水流向上运移增强，对流作用将下层水体中的Cd快速向上输送，导致Cd浓度迅速升高。并且，由于粗砂表面吸附能力有限，物理吸附与离子交换作用较弱，Cd在固–液界面的滞留能力较低，因而更多以溶解态随孔隙水迁移。在水位下降阶段，对流作用减弱，纵向弥散逐渐主导污染物分布，Cd向下扩散并重新分配，此时氧化条件恢复，部分Cd可能通过表面吸附或离子交换在砂粒表面暂时滞留或者形成沉淀，导致浓度缓慢下降。在水位12~17 cm处处浓度变化滞后于水位，说明水位12~17 cm受对流影响较小，弥散作用使污染峰面推进减缓；在水位22~27 cm深度浓度变化最缓、峰值最低，表明污染物迁移至该处所需时间最长，对流作用进一步减弱，弥散与吸附/离子交换过程共同延缓了Cd的向下迁移。总而言之，粗砂中Cd的迁移主要受对流-弥散过程控制，并受石英砂表面有限的物理吸附与离子交换能力调节：水位上升期，强对流促进Cd向上迁移；水位下降期，弥散与表面作用共同延缓其迁移，形成浓度随水位波动的周期性变化。
(a)
(b)
Figure 4. The curve of Cd content during water level fluctuation ((a) Coarse sand; (b) Fine sand)
图4. 水位波动过程中Cd含量曲线((a) 粗砂；(b) 细砂)
细砂中的Cd浓度变化中因为细砂颗粒粒径小、比表面积大，增强了其对Cd2+的物理吸附与离子交换能力，所以在整个水位波动过程中Cd浓度变化幅度较小、峰值浓度较低，而且明显滞后于水位变化，浓度峰值多出现在水位下降阶段或水位稳定后(图4(b))。从不同取样深度影响看，在水位2~7 cm处，水流路径短、对流输送显著，Cd浓度响应迅速、峰值较高。说明水位2~7 cm处随着水位上升，孔隙水流动加剧，促进了解吸与离子交换过程，Cd释放增强；水位下降的过程中，氧化条件逐渐占主导，弥散作用使得孔隙水中的Cd进一步与砂粒接触，表面吸附及形成沉淀的机率增加，浓度因而下降。在水位12~17 cm处处于氧化–还原过渡带，水流速度减缓，弥散作用占优，表明水位12~17 cm的Cd在迁移中经历多次吸附–解吸循环，迁移速率减慢，浓度变化较为缓慢，峰值较低，体现出该层对Cd的缓冲能力。在水位22~27 cm处水分迁移路径长，对流作用弱，弥散成为主导迁移机制，Cd在漫长运移中不断被石英砂表面吸附或通过离子交换固定在颗粒表面，因此浓度变化最为滞后，峰值最低，受水位波动影响最小。总体而言，细砂较粗砂因颗粒细小、比表面积大，表面物理吸附与离子交换能力更强，显著地延缓了Cd的迁移，使其浓度响应滞后、峰值降低，并更多出现在水位下降阶段。
从水位波动速率与Cd的浓度变化来看，在水位上升阶段(7 cm→27 cm，4 d，水位波动速率5 cm/d)，水位波动速率较缓慢，有利于孔隙水中Cd的缓慢释放与扩散；在水位下降阶段(27 cm→7 cm，2 d，水位波动速率10 cm/d)，水位波动速率较快，促进了吸附在颗粒表面的Cd解吸并随水流迁移。整体趋势表明，水位波动速率的变化会通过改变水动力条件和吸附–解吸作用，显著影响Cd的迁移与分布行为[14]。
3.3. 水位波动下Eh的动态变化
Eh值是表征氧化还原状态的值，反映了土壤水分与氧气动态。粗砂中因为孔隙大，水气交换快，干湿变化易导致Eh剧烈波动。从不同取样深度影响看(图5(a))，在水位2~7 cm处的Eh波动最为剧烈，响应最敏感。这是由于粗砂孔隙大，水分运动以对流主导，水位上升时，水体携氧能力下降，加之弥散作用有限，导致该层快速进入还原状态，Eh下降；水位下降时，空气通过大孔隙快速进入，对流输氧增强，Eh回升。说明水位2~7 cm处频繁的干湿交替加速了氧气与水分的交换，从而使该层Eh呈现显著波动。在水位12 cm~17 cm处的Eh变化较为缓和，体现了水分迁移的过渡带特征，表明水位12~17 cm处初期受水位直接影响较小，随实验持续，水分通过毛细作用与弥散过程逐渐下渗，氧化还原条件开始响应水位周期，但受对流作用减弱和孔隙水运移速率限制，Eh波动幅度与速度均低于水位2~7 cm处的土层。在水位22 cm~27 cm处的Eh值相对稳定，说明水位22~27 cm处受水位波动影响较小，水动力以缓慢的弥散过程为主，对流作用微弱，氧气交换受限，因此氧化还原环境较为稳定。总而言之，水位波动对土壤中Eh的影响具有明显的垂向分层性，反映了水位波动下氧气输送的水动力过程。
细砂中实验土柱Eh值变化较平缓、波动较小，滞后现象明显(图5(b))，这主要与其物理水动力过程密切相关：细砂孔隙较小、持水性强，导致水分对流缓慢、氧气扩散受限，水分更新以弥散为主导，整体水动力过程迟缓，从而使Eh响应滞后且变化平稳。从不同取样深度的影响看：在水位2~7 cm处对流作用较强，水分交换频繁，溶解氧随水位升降快速变化，氧化还原状态波动显著，而且存在着Pb、Cd重金属，其迁移受对流主导，同时石英砂表面可通过物理吸附与离子交换暂时滞留部分重金属离子，但在水流快速更替下吸附态金属易被重新释放，迁移活性较高。在水位12~17 cm处为水分传递的过渡带，水分运移以弥散为主，受水位波动直接影响减弱，水分变化滞后于2~7 cm的土层，Eh波动较平缓，说明12~17 cm处的砂粒间的吸附点位对重金属的离子交换作用较为稳定，能在一定程度上延缓重金属的向下迁移。在水位22~27 cm处Eh变化不明显，波动不显著，说明水位22~27 cm处的水动力条件更为稳定，对流极弱，氧气供应主要依靠气体扩散，Eh受水位影响小。总而言之，细砂中Eh的垂向分异实质上是水动力过程分层差异的体现，同时石英砂表面对重金属的物理吸附与离子交换作用在各层中不同程度地影响着重金属的滞留与迁移。
从水位波动速率与Eh值的变化来看，在水位上升阶段(7 cm→27 cm，4 d，水位波动速率5 cm/d)，水位波动速率较缓慢，水分在土壤中缓慢渗透和均匀分布，使得土壤孔隙水逐渐饱和，氧气被缓慢排出，有利于还原过程的平缓发生，Eh值下降相对缓和；在水位下降阶段(27 cm→7 cm，2 d，水位波动速率10 cm/d)，水位波动速率较快，土壤水分的快速排出和氧气的迅速进入，加速了氧化环境的形成，促进了氧化过程的快速进行，Eh值上升较为剧烈。整体趋势表明，水位变化速率对氧化还原状态转换速度的调控作用：速率越快，Eh响应越迅速；速率越慢，响应越滞后。
(a)
(b)
Figure 5. The curve of EC during water level fluctuation ((a) Coarse sand; (b) Fine sand)
图5. 水位波动过程中Eh变化曲线((a) 粗砂；(b) 细砂)
4. 讨论
4.1. Pb与Cd的迁移过程分析
在水位波动驱动下，Pb和Cd均表现出明显的迁移与再分布行为，但二者的动态响应存在显著差异[15]。
水位波动周期中，Pb的峰值出现在水位下降阶段，而Cd的峰值出现在水位上升阶段。这一差异主要与两种重金属的化学性质及反应机制有关[16]。从水动力条件来看，Pb的迁移过程在粗砂中受对流主导，渗透性高导致水动力迁移迅速，所以浓度峰值出现在水位下降阶段；在细砂中，Pb迁移则受缓慢的对流–弥散过程与强烈表面吸附共同控制。Cd的迁移过程在粗砂中呈现对流–弥散主导的周期性变化，所以浓度峰值出现在水位上升阶段；在细砂中，Cd迁移受强吸附作用抑制。从吸附/离子交换对重金属迁移的影响上看，Pb更容易在氧化条件下发生解吸释放，水位下降时沉积物经历氧化，结合毛细上升效应，促使Pb浓度升高[17]；相反，Cd在粗砂中表现出较强的水动力迁移性，水位上升时孔隙水流动增强，带动吸附较弱的Cd向上迁移，导致浓度上升。从迁移速率与滞后效应来看，无论是Pb还是Cd在粗细砂中，都在粗砂中的响应更为迅速，浓度波动幅度更大，峰值出现更早，这与粗砂的高渗透性和较弱吸附能力有关。而在细砂中，Pb与Cd均表现出明显的滞后效应和较小的浓度波动，反映出细砂因比表面积大、吸附能力强而对重金属具有较强的滞留能力[18]。
对比水位波动速率来看，在上升阶段，缓慢的5 cm/d水位上升速率，增强了向下水力梯度，促进Pb向下迁移并发生稀释，对Cd则有利于向上迁移和释放；在下降阶段，快速的10 cm/d水位下降速率，则通过毛细作用推动Pb向上迁移并在中下层富集，对Cd则加速了解吸和再迁移过程。
综上所述，Pb更受氧化–还原过程控制，其行为具有明显的释放–吸附振荡特征[19]；而Cd则更多受水动力迁移和吸附–解吸平衡的支配，表现出更强的溶质迁移属性[20]。
4.2. Pb和Cd的迁移转化对生态恢复的指示
在水位波动下，Pb和Cd的迁移转化行为呈现显著差异，对于指导来源追踪和生态修复提供了重要的理论依据和实践指导。
Pb和Cd在不同水位波动阶段的浓度峰值出现时间存在显著差异。Pb浓度峰值通常出现在水位下降阶段，与氧化释放效应相关；而Cd在粗砂中峰值多见于水位上升阶段，与吸附较弱和向上迁移有关。因此，实际修复中需要区分重金属类型及地质条件。对于Pb污染较重的区域，可在水位下降期采取吸附固定或抽取处理措施；而对Cd污染区，则应在水位上升阶段加强监测和拦截。Pb与Cd的动态变化分析也可以用于污染来源追踪，Pb因为对水位波动响应较快、峰值出现早，尤其是在粗砂中浓度变化显著，所以可作为近期污染输入或短周期水文事件的指示指标。而Cd在细砂中表现出较强的滞后性和吸附性，其浓度峰值延迟出现，适用于推断历史污染累积或长期渗漏过程。通过在不同深度监测二者浓度峰值出现的时间差与幅度变化，可反推污染输入时序和迁移路径，进而识别污染源位置及释放历史。
综上所述，通过对比分析结果表明重金属Pb和Cd迁移模式差异：1) 粗砂中Pb和Cd的浓度峰值分别与水位下降和上升阶段对应，迁移快，响应直接，对流–弥散是主要控制过程；2) 细砂中两者浓度变化均较平缓、滞后，峰值出现时间延后，表面物理吸附与离子交换作用对迁移的阻滞效应非常显著；3) 实验中所关注的介质对比和波动效应，通过绘制观测值时间变化曲线，集中关注物理水动力过程，结果明确指明介质性质和水动力条件是控制Pb和Cd的迁移、转化及分布的核心控制因素。
5. 结论
(1) Pb和Cd的迁移在响应速度上存在显著差异。Pb的浓度变化对水位波动响应更快，峰值通常出现在水位下降阶段；而Cd的响应滞后，在粗砂中峰值出现于水位上升阶段，在细砂中甚至延迟至下降或稳定后。
(2) 吸附主导了Pb和Cd的迁移与分布行为。Pb更易被细砂吸附而滞留，浓度变化平缓且滞后；Cd在粗砂中因吸附弱而迁移更快，在细砂中则因强吸附而浓度变化幅度小、峰值降低，表现出明显不同的迁移模式。
(3) 水位波动速率调节水动力过程影响金属释放与迁移。较慢的水位上升速率5 cm/d，有利于Cd在孔隙水中释放扩散；较快的水位下降速率10 cm/d，促进Pb向上迁移和浓度升高。速率差异加剧了垂向迁移和浓度波动。
(4) 氧化还原环境变化对Pb和Cd的迁移行为影响不同。水位上升时还原条件增强，Cd在粗砂中易随水流向上迁移而浓度上升，水位下降时氧化环境主导，Pb因氧化释放而浓度升高，反映了这两者地球化学响应的差异性。
(5) 粗砂孔隙大，Eh对水位波动响应敏感、波动剧烈；细砂孔隙小，Eh变化平缓、滞后，体现水动力垂向分层差异。
基金项目
广西自然科学基金项目(2025GXNSFAA069712)；大学生创新创业训练项目(S202510596144)资助。
NOTES
*通讯作者。