目前，众多国家已将重金属污染列为环境优先污 染物，据估计，我国受重金属污染的耕地约占总耕地 面积的10%以上^[1]，土壤重金属污染与修复研究受到 广泛的关注。重金属污染土壤的修复方法有工程技术 措施、物理修复技术、化学修复技术、生物修复技术以 及农业生态修复技术^[2]。化学修复技术是基于重金属 的土壤化学行为，通过添加改良剂调节土壤理化性质 以及对重金属的吸附、沉淀、络合等一系列物理化学 作用，降低重金属的生物有效性，达到修复重金属污 染土壤的目的^[3]。近年来，化学修复技术因其处理成本 低廉、效果快速、操作简单和不影响农作物生产等优 点而受到广泛的关注，被认为是土壤重金属污染修复 最有效的方法之一^[1]。重金属生物毒性不仅取决于其 总量，更大程度上由其形态分布所决定^[4]。土壤重金属 的形态直接影响到重金属的毒性、迁移及在自然界的 循环^[5]，对研究重金属的环境效应及重金属污染土壤 的治理修复具有重要意义。

硅藻土是由硅藻遗骸沉积后形成的生物硅质岩， 具有孔隙度高、内外表面积大、吸附能力强等特点^[6]， 被广泛用作助滤剂应用于啤酒、葡萄酒、果汁等的生产。硅藻土作为助滤剂使用后，其表面吸附着各种有 机物质而成为硅藻土泥，助滤作用下降只能废弃，我 国每年都有大量的废弃硅藻土被随意丢弃而造成环 境的污染。将废弃硅藻土和生产食用菌的下脚料——— 废菌棒经高温好氧发酵生产硅藻土有机肥，把硅藻土 有机肥作为重金属污染土壤的改良剂，是废弃硅藻土 和废菌棒资源化利用的途径之一。目前，有关改良剂 对单一重金属污染修复的研究较多，而对重金属复合 污染修复的研究较少^[7]。Cd、Zn的化学性质相似，在自 然界中总是伴生、伴存，因而容易造成复合污染^{[8, 9]} 。 本研究采用室内培养实验，研究硅藻土有机肥对Cd、 Zn 复合污染土壤有效态重金属含量和形态的影响， 旨在为重金属复合污染土壤修复和废弃硅藻土的资 源化利用提供理论依据。 1 材料与方法 1.1 试验设计

供试菜地土壤的基本理化性状是：pH5.0、有机质 34.7 g·kg^-1、全N 1.4 g·kg^-1、碱解N 176 mg·kg^-1、有效 P 11 mg·kg^-1、速效K 92 mg·kg^-1、全Cd 0.12 mg·kg^-1、 有效态Cd 0.032 mg·kg^-1、全Zn 72 mg·kg^-1、有效态Zn 9.5 mg·kg^-1。硅藻土有机肥采用废弃硅藻土和废菌棒 按重量比3:2，经调节堆体pH 值、添加发酵菌剂后充 分发酵而制成的，其基本理化性质是：pH6.8，有机质 333 g·kg^-1、全N 16.0 g·kg^-1、全P 8.9 g·kg^-1、全K 9.2 g·kg^-1、全Cd 0.84 mg·kg^-1、有效态Cd 0.38 mg·kg^-1、全 Zn 69.5 mg·kg^-1、有效态Zn 36.1 mg·kg^-1。

通过添加外源Cd、Zn 制备Cd、Zn 复合污染土 壤，外源Cd、Zn 来源于分析纯Cd（NO₃）₂·4H₂O 和 Zn（NO₃）₂·6H₂O，Cd、Zn各设2 个添加浓度：Cd₁、Cd₂分 别为0.5 mg·kg^-1土和1 mg·kg^-1土；Zn₁、Zn₂分别为250 mg·kg^-1土和500 mg·kg^-1土。在前期预备试验的基础 上，设置2 个硅藻土有机肥用量，分别为土壤重量的 5%和10%。试验设7 个处理：（1）对照（不添加重金 属、不施用硅藻土有机肥，处理代号CK）；（2）Cd₁+Zn₁ （处理代号M₁）；（3）Cd₁Zn₁+5%硅藻土有机肥（处理代 号M₁+D₅）；（4）Cd₁Zn₁+10%硅藻土有机肥（处理代号 M₁+D₁₀）；（5）Cd₂+Zn₂（处理代号M₂）；（6）Cd₂Zn₂+5%硅 藻土有机肥（处理代号M₂+D₅）；（7）Cd₂Zn₂+10%硅藻 土有机肥（处理代号M₂+D₁₀），重复12次。将500 g过 1 mm 筛网的土壤与硅藻土有机肥、Cd（NO₃）₂·4H₂O、 Zn（NO₃）₂·6H₂O 充分混匀后装入玻璃烧杯中，用去离 子水调节土壤水分至田间持水量的70%，用打有小孔 的保鲜膜封口后，将烧杯置于（25±1）℃的恒温培养 箱中，每隔2 d用去离子水补充土壤水分，在试验开 始时（0 d）和培养第15、30、60 d 采集土壤样品。 1.2 测试项目及方法

pH 值用电位法（水土比2.5:1）；有机质用重铬酸 钾容量法-外加热法测定；全N、碱解N、有效P、速效 K 测定参见文献^[10]；土壤全Cd、Zn 用盐酸-硝酸-氢 氟酸-高氯酸消煮，原子吸收分光光度法测定；土壤 有效态Cd、Zn 用0.1 mol·L^-1 CaCl₂浸提，原子吸收法 测定^[11]。

土壤Cd、Zn 形态的测定参考Tessier 等^[12]的连续 提取法并加以修正，提取剂与提取条件为：（1 ）交换态 （包括水溶态）：1 mol·L^-1 MgCl₂（pH 7），水土比4:1， 25 ℃振荡2 h，离心，残留土样用少量去离子水水洗， 作下步形态提取用；（2）松结有机态：0.1 mol·L^-1 Na₄P₂O₇ 加0.5 mol·L^-1 Na₂SO₄（pH 9.5），水土比10:1， 25 ℃振荡2 h，离心，残留土样用少量去离子水水洗， 作下步形态提取用；（3）氧化锰结合态：0.04 mol·L^-1 NH₂OH·HCl（pH 2.0），水土比10:1，25 ℃振荡30 min， 离心，残留土样用少量去离子水水洗，作下步形态提 取用；（4）紧结有机态：上一级残留土样加少量去离子 水分散土样，用酸化H₂O₂ 10 mL，85 ℃水浴加热近干， 其间不断摇动，冷却后，再处理1 次，然后用1 mol·L^-1 MgCl₂ 提取（同交换态）；（5）残留态：采用差减法，用 全量减去上述各形态之和。各形态Cd、Zn 含量用石 墨炉原子分光光度计测定。 1.3 统计分析方法

采用DPS及Excel软件进行分析处理。 2 结果与分析 2.1 硅藻土有机肥对Cd、Zn 复合污染土壤pH 值的影响

由表 1 可知，与CK 相比，M₁、M₂处理的土壤pH 值均有显著或极显著的降低，以培养第60 d为例， M₁、M₂的pH 值分别较CK 下降0.63、0.41 个单位，差 异均达极显著，这与楼玉兰^[13]的土壤培养试验结果相 似，即添加硝酸钠可降低青紫泥和小粉土的土壤pH 值。其原因可能是，施用氮肥提高了土壤过氧化氢酶、 蛋白酶活性^[14]，促进土壤有机质降解释放出NH₄⁺-N， 而NH₄⁺-N 的硝化作用会降低土壤的pH 值。施用硅 藻土有机肥可极显著提高土壤的pH 值，培养第60 d 的M₁+D₅、M₁+D₁₀ 和M₂+D₅、M₂+D₁₀处理分别比M₁、M₂ 提高了2.44、2.11 和1.83、1.58 个单位。除培养第0 d和第30 d外，不同硅藻土有机肥用量的土壤pH 值差 异不显著。

表 1 硅藻土有机肥对Cd、Zn复合污染土壤pH值的影响 Table 1 Effects of diatomite organic fertilizer on pH of Cd-Zn polluted soil

表选项

外源Cd、Zn 的加入使得土壤交换态、松结有机 态、氧化锰结合态、紧结有机态和残渣态Cd 含量均 较CK 有明显的提高，并且其增加量随外源Cd、Zn 用 量的增加而提高，其中尤以交换态Cd 增加最多（表 2）。除培养第0 d外，施用硅藻土有机肥可明显降低 交换态、松结有机态Cd 的含量，而紧结有机态、残渣 态Cd 含量明显提高。与M₁处理相比较，培养第60 d 的M₁+D₅、M₁+D₁₀处理交换态Cd 与松结有机态Cd 分 别降低了38.0%、38.0%和45.4%、54.5%，紧结有机态、 残渣态Cd 含量分别提高了37.9%、5.3%和216.7%、225.0%。M₂+D₅、M₂+D₁₀处理交换态Cd与松结有机态 Cd 分别较M₂ 降低了27.1%、32.3%和78.6%、85.7%， 紧结有机态、残渣态Cd含量分别提高了73.5%、37.4% 和250.0%、300.0%，差异均达显著或极显著水平。

表 2 硅藻土有机肥对Cd、Zn 复合污染土壤Cd 形态的影响（mg·kg^-1） Table 2 Effects of diatomite organic fertilizer on Cd forms of Cd-Zn polluted soil（mg·kg^-1）

表选项

从表 3中可以看出，土壤中交换态、松结有机态、 氧化锰结合态、紧结有机态和残渣态Zn 含量均随外 源Cd、Zn 用量的提高而增加，其中交换态Zn 的增加 量尤为明显。施用硅藻土有机肥可明显降低交换态、 松结有机态Zn 的含量，而紧结有机态、残渣态Zn 含 量明显提高，除培养第0 d外，氧化锰结合态Zn 有增 加的趋势。与M₁处理相比较，培养第60 d的M₁+D₅、 M₁+D₁₀处理交换态Zn 与松结有机态Zn 分别降低了 87.0%、88.3%和6.9%、12.5%，紧结有机态、残渣态Zn 含量分别提高了71.5%、65.4%和60.5%、61.1%。M₂+D₅、M₂+D₁₀ 交换态Zn 与松结有机态Zn 分别较M₂降低 了77.5%、77.0%和62.9 %、64.5%，紧结有机态、残渣 态Zn 含量分别提高了72.3%、74.8%和43.8%、44.2%， 差异均达极显著水平。

表 3 硅藻土有机肥对Cd、Zn复合污染土壤Zn 形态的影响（mg·kg^-1） Table 3 Effects of diatomite organic fertilizer on Zn forms of Cd-Zn polluted soil（mg·kg^-1）

表选项

试验结果表明（表 4），与CK相比，外源Cd、Zn 极 显著提高了处理M₁、M₂土壤中有效态Cd 的含量，添 加硅藻土有机肥能显著降低受污染土壤中有效态Cd 的含量，培养第60 d的处理M₁+D₅、M₁+D₁₀ 的有效态 Cd 较M₁分别减少了83.3%、86.8%，M₂+D₅、M₂+D₁₀ 的 有效态Cd则较M₂分别减少了68.2%、69.3%，差异均 达到显著水平。除培养第0 d外，不同硅藻土有机肥 用量的有效态Cd含量差异不显著。

表 4 硅藻土有机肥对Cd、Zn复合污染土壤有效态Cd 含量的影响（mg·kg^-1） Table 4 Effects of diatomite organic fertilizer on available Cd content of Cd-Zn polluted soil（mg·kg^-1）

表选项

与CK 相比（表 5），M₁、M₂ 处理的土壤有效态Zn 含量极显著增加，而添加硅藻土有机肥能显著降低土 壤有效态Zn 含量，与M₁ 、M₂ 处理相比较，培养第60 d 的M₁+D₅、M₁+D₁₀ 和M₂+D₅、M₂+D₁₀ 的有效态Zn 含 量分别降低94.6%、88.9%和85.8%、83.1%，差异均达 极显著水平。除培养第0 d外，不同硅藻土有机肥用 量的有效态Zn含量差异不显著。

表 5 硅藻土有机肥对Cd、Zn 复合污染土壤有效态Zn含量的影响（mg·kg^-1） Table 5 Effects of diatomite organic fertilizer on available Zn content of Cd-Zn polluted soil（mg·kg^-1）

表选项

施用硅藻土有机肥可提高Cd、Zn 复合污染土壤 的pH 值（表 1），已有研究表明，pH 值是影响土壤重 金属生物有效性的重要因子，土壤pH 值升高会增强 土壤胶体对金属离子的吸附能力，使土壤溶液中有效 态重金属离子的数量减少，从而降低植物对重金属的 吸收^[4]。相关分析表明，土壤有效态Cd、Zn的含量均与 土壤pH 值存在极显著的负相关，相关方程是：y（土 壤有效态Cd）=-3.1505x（土壤pH）+6.3624（r=-0.61^**， n=28），y（土壤有效态Zn）=-0.005 2x（土壤pH）+6.288 2 （r=-0.63^**，n=26），说明土壤pH 值提高是硅藻土有 机肥降低Cd、Zn 复合污染土壤有效态Cd、Zn 含量， 减少重金属生物有效性的重要原因。

重金属污染土壤修复的化学改良剂法是通过改 变土壤重金属的形态来降低其生物有效性，本研究 结果显示，添加硅藻土有机肥可明显降低Cd、Zn 复 合污染土壤的交换态、松结有机态Cd、Zn 含量，提高紧结有机态和残渣态Cd、Zn 的含量（表 2，表 3），土 壤不同形态Cd、Zn 含量与土壤有效态Cd、Zn 含量 的相关分析结果表明，土壤紧结有机态、残渣态Cd 含量与土壤有效态Cd 含量之间的相关不显著，而交 换态、松结有机态、氧化锰结合态Cd 与土壤有效态 Cd 含量相关极显著或显著，相关方程分别是：y（交 换态Cd）=1.186 8x（有效态Cd）+0.274 1（r=0.75^**， n=26），y（松结有机态Cd）=0.005 2x（有效态Cd）+ 0.001 8（r=0.37^*，n=26），y（氧化锰结合态Cd）=0.002 9x （有效态Cd）+0.001 2（r=0.38^*，n=26）。土壤氧化锰 结合态、紧结有机态、残渣态Zn 含量与土壤有效态 Zn 含量之间的相关不显著，而交换态、松结有机态 Zn 与土壤有效态Zn 含量均呈极显著相关，相关方 程分别是：y（交换态Zn）=0.211 9x（有效态Zn）+ 17.622（r=0.88**，n=26），y（松结有机态Zn）=0.021 9x （有效态Zn）+3.247 7（r=0.86**，n=26）。张晓熹等^[15]、 李勇等^[16]分别就土壤不同形态Cd 含量与芥菜、黑麦 草镉的吸收进行研究，认为交换态和松结有机态 Cd 是土壤中活性镉和植株吸收镉的主要来源。邵煜 庭等^[17]的研究发现，交换态、松结有机态Zn 对植物 最为有效。有研究表明^{[18, 19]}，氧化锰结合态Cd 会随 着活性锰的还原和有机质的分解被释放出来而提高 Cd 的生物有效性。综上，可以认为硅藻土有机肥降 低土壤Cd、Zn 生物有效性的机制在于减少了交换 态、松结有机态Cd、Zn 等造成生物体危害的主要重 金属给源。 4 结论

硅藻土有机肥提高Cd、Zn 复合污染土壤的pH 值，降低土壤交换态、松结有机态Cd、Zn 含量和土壤 Cd、Zn的生物有效性，硅藻土有机肥的用量以土壤重 量的5%为宜。研究结果为重金属复合污染土壤的修 复和废弃硅藻土资源化利用提供依据，但硅藻土有机 肥的实际应用效果还需通过大田试验的验证。