镉(Cd)是一种对人体或植物无任何生物学功能的高毒性元素^[1].人类活动引起的土壤中镉的积累增加将导致作物镉积累, 通过食物链威胁到人类、动物和植物的健康.目前中国约有1 000万hm²耕地被污染, 每年因土壤重金属污染而损失的粮食作物约1 200万t^[2].通过添加外源活性改良剂原位固定污染土壤中的重金属被认为是一种简便且低成本的污染土壤修复措施^[3].在重金属污染土壤中, 应用一些固定化改良剂如石灰石、沸石、磷酸盐和有机材料等, 以及纳米生物修复材料及其复合材料可以降低重金属的有效组分或改变其氧化还原状态, 从而有效地降低土壤中重金属的迁移率和生物有效性^[4].因此, 土壤重金属污染的原位钝化修复方法得到研究者的重视^[5].传统的钝化剂本身可能含有一定的重金属元素, 容易造成二次污染源^[6].近年来, 环境友好型且高效重金属钝化剂, 如以改性生物炭、纳米沸石和纳米羟基磷灰石等作为土壤重金属原位钝化修复材料已有报道^[7].纳米氢氧化镁是一种粒径介于1~100nm的新型氢氧化镁, 不仅可以增加植物必需元素镁的输入^{[8, 9]}, 而且其对重金属有较大的吸附能力.刘豫等^[10]在研究中发现施用纳米氢氧化镁后, 大白菜叶片、叶柄和根Cd含量分别降低5.3%~19.2%、9.0%~28.1%和3.5%~19.3%, 土壤Cd含量降低8.2%~41.5%.相同施用量下, 纳米氢氧化镁处理的大白菜叶片、叶柄和根Cd含量明显低于普通氢氧化镁处理.尽管纳米氢氧化镁在环保和肥料领域已有报道, 但国内外在应用于土壤重金属污染修复方面的研究报道较少^{[11, 12]}, 且关于纳米氢氧化镁对土壤镉污染的修复机制也尚不清楚.

供试中性土壤采自重庆市北碚区西南大学紫色土基地(E106°24′50.66″, N29°48′30.58″).土壤基础理化性质为全氮0.77 g·kg^-1, 碱解氮53.33 mg·kg^-1, 全磷0.55 g·kg^-1, 速效磷17.07 mg·kg^-1, 全钾21.31 g·kg^-1, 有效钾84.81 mg·kg^-1, 有机质13.88 g·kg^-1, pH 6.80, CEC(+) 30.70 cmol·kg^-1, 全Cd 0.24 mg·kg^-1, 未检测到有效Cd.

供试碱性土壤采自重庆市潼南县小舟村(E105°05′54.44″, N30°14′18.97″), 土壤基础理化性质为全氮0.77 g·kg^-1, 碱解氮34.16 mg·kg^-1, 全磷1.16 g·kg^-1, 速效磷25.78 mg·kg^-1, 全钾16.93 g·kg^-1, 有效钾46.28 mg·kg^-1, 有机质10.33 g·kg^-1, pH 8.16, CEC(+) 14.34 cmol·kg^-1, 全Cd 0.324 mg·kg^-1, 未检测到有效Cd.

供试酸性土壤采自重庆市璧山区喜观村渝西蔬菜研发中心(E106°17′57.83″, N29°47′43.83″), 土壤基础理化性质为全氮1.05 g·kg^-1, 碱解氮87.05 mg·kg^-1, 全磷0.46 g·kg^-1, 速效磷45.19 mg·kg^-1, 全钾17.98 g·kg^-1, 有效钾167.15 mg·kg^-1, 有机质19.38 g·kg^-1, pH 4.70, CEC(+) 25.50 cmol·kg^-1, 全Cd 0.21 mg·kg^-1, 未检测到有效Cd.

供试纳米氢氧化镁(nMg)粒径范围为82~127 nm, 由郑州大学提供.

本实验于2017年2月13日至2017年3月27日在重庆市西南大学资源环境学院713实验室进行.采集中、酸性土壤和碱性土壤(土壤pH分别为6.80、4.70和8.16), 分别设置4个土壤Cd²⁺污染水平(1、5、10和15 mg·kg^-1), 以及纳米氢氧化镁(nMg)和普通氢氧化镁(oMg)4个施用量处理(0、100、200和300 mg·kg^-1, 表 1), 每个处理3个重复.室内连续培养实验采用熊仕娟^[3]的方法.

表 1 (Table 1)

表 1 实验设计方案1) Table 1 Experimental design 氢氧化镁处理 Cd污染水平/mg·kg-1 种类 施用量/mg·kg-1 1 5 10 15 对照 0 CK1 CK2 CK3 CK4 100(L) Cd1+oMg-L Cd5+oMg-L Cd10+oMg-L Cd15+oMg-L 普通氢氧化镁 200(M) Cd1+oMg-M Cd5+oMg-M Cd10+oMg-M Cd15+oMg-M 300(H) Cd1+oMg-H Cd5+oMg-H Cd10+oMg-H Cd15+oMg-H 100(L) Cd1+nMg-L Cd5+nMg-L Cd10+nMg-L Cd15+nMg-L 纳米氢氧化镁 200(M) Cd1+nMg-M Cd5+nMg-M Cd10+nMg-M Cd15+nMg-M 300(H) Cd1+nMg-H Cd5+nMg-H Cd10+nMg-H Cd15+nMg-H 1)CK1~CK4表示不同镉污染水平下的对照处理, Cd1、Cd5、Cd10和Cd15分别表示土壤镉污染水平为1、5、10和15 mg·kg-1；L表示低量, M表示中量, H表示高量, 下同

表 1 实验设计方案1) Table 1 Experimental design

土壤pH、土壤阳离子交换量、土壤全氮、土壤碱解氮、土壤有效磷、土壤速效钾和土壤有机质等基本理化指标采用杨剑虹等^[13]的方法测定.

测定采用DTPA浸提(GB/T 23739-2009)^[14]土壤有效Cd, 土壤Cd形态分级采用Tessier等^[15]的五步连续提取.提取液采用原子吸收分光光度法测定(Perkin Elmer SIMMA 6000, Norwalk, USA).

数据采用SPSS 19.0、Fisher least significant difference(LSD)及皮尔森相关系数法(Pearson correlation coefficient method)进行统计分析.

由图 1~4可见, 在中性土壤上, 在28 d的培养过程中, 不同镉处理下土壤镉的主要存在形态以及随培养时间镉FDC的变化趋势均有所不同.在1 mg·kg^-1镉处理下, 培养的第0~1 d主要以EX-Cd存在, 其FDC为43.5%~66.7%；第4 d时EX-Cd FDC减少, 以CAB-Cd和RES-Cd为主要存在形态；从培养的第4 d开始直至培养结束, 所有处理均以RES-Cd为主要镉存在形态, 第7、14、21和28 d的FDC分别为31.0%~37.6%、40.0%~51.8%、40.2%~46.8%和36.2%~42.1%.在5、10和15 mg·kg^-1镉处理下, 所有处理在培养的28 d过程中均以EX-Cd为主要存在形态, 其FDC分别为23.6%~73.7%、26.6%~77.4%和35.5%~81.1%.在培养过程中, 不同镉水平下不同形态镉FDC表现出不同的变化趋势.在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下, 土壤EX-Cd FDC随着培养时间的延长呈先降后升然后趋于平稳的趋势, 在1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下在第0~14 d逐渐下降, 在第14 d时达到最小值, 此时EX-Cd FDC较第0 d分别降低了73.7%~91.5%和48.9%~67.9%, 第14~21 d呈增加趋势, 在第21~28 d趋于平稳；在10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下在第0~4 d逐渐下降, 在第4 d达到最小值, 较第0 d分别降低了46.1%~65.7%和38.4%~56.2%, 第4~14 d呈增加趋势, 在第14~28 d趋于平稳.培养过程中的CAB-Cd、FeMn-Cd和OM-Cd FDC在各水平镉条件下则表现出相同的变化趋势, CAB-Cd FDC在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下均为第0~4 d逐渐增大, 在第4 d达到最大, 第4~14 d又逐渐减小, 在第14 d达到最小, 第14~21 d呈增加趋势, 在第21~28 d趋于平稳；FeMn-Cd和OM-Cd FDC在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下均为第1~14 d呈增加趋势, 在第14 d达到最大, 第14~21 d呈下降趋势, 在第21~28 d趋于平稳.不同镉水平下RES-Cd FDC在培养过程中的变化趋势稍有不同, 1 mg·kg^-1镉处理下RES-Cd FDC在第0~14 d逐渐增加, 第14~28 d趋于平稳；5 mg·kg^-1镉处理下RES-Cd FDC在第0~7 d逐渐增加, 第7~28 d趋于平稳；10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下RES-Cd FDC变化趋势一致, 随培养时间的延长呈先增后减然后趋于平稳, 其中在第4 d达到最大, 第14~28 d达到平稳的趋势.

图 1

Fig. 1

图 1 1 mg·kg-1 Cd污染土壤中Cd形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 1 Variation of Cd form distribution ratio (FDC) with culture time under 1 mg·kg-1 Cd contaminated soil

图 2

Fig. 2

图 2 5 mg·kg-1 Cd污染土壤中Cd形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 2 Variation of Cd form distribution ratio (FDC) with culture time under 5 mg·kg-1 Cd contaminated soil

图 3

Fig. 3

图 3 10 mg·kg-1Cd污染土壤中Cd形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 3 Variation of Cd form distribution ratio (FDC) with culture time under 10 mg·kg-1 Cd contaminated soil

图 4

Fig. 4

图 4 15 mg·kg-1Cd污染土壤中Cd形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 4 Variation of Cd form distribution ratio (FDC) with culture time under 15 mg·kg-1 Cd contaminated soil

在3周的镉老化结束时, 即培养的第0 d, 各镉水平处理下土壤均主要以EX-Cd形态存在, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC分别为66.7%、73.7%、77.4%和81.8%, 显著高于其它形态(P < 0.05), 其中OM-Cd FDC仅为0.9%~1.9%, 且都表现为EX-Cd >CAB-Cd >RES-Cd >FeMn-Cd >OM-Cd.在培养的第1 d, 与第0 d相比, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC分别降低了26.1%~34.8%、12.3%~24.7%、10.7%~29.0%和16.4%~34.4%；土壤OM-Cd分别增加了89.1%~855.9%、73.0%~246.4%、153.4%~314.5%和279.4%~422.5%；土壤RES-Cd分别增加了118.4%~184.7%、35.8%~69.5%、91.9%~268.2%和95.0%~229.8%.在培养的第1 d各镉水平下的各形态镉FDC大小顺序有所不同, 但均以EX-Cd FDC最大, OM-Cd FDC最小, RES-Cd FDC以1 mg·kg^-1镉处理下最高.在培养的第4 d, 土壤EX-Cd FDC急剧下降, 与第1d相比, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC分别降低了54.6%~73.1%、12.1%~30.4%、35.0%~51.7%和23.1%~36.4%；增加了土壤CAB-Cd、FeMn-Cd和RES-Cd FDC, 各镉水平下分别较第0 d增加了17.1%~222.4%、13.5%~118.2%和1.3%~127.6%.培养的第7d, 在1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC继续降低, 但在10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下却稍有回升, 与RES-Cd FDC的变化正好相反；CAB-Cd在各镉水平下均有降低趋势, 而OM-Cd FDC呈增加趋势；FeMn-Cd FDC在1、5和10 mg·kg^-1镉处理下呈继续增加趋势, 但在15 mg·kg^-1镉处理下土壤FeMn-Cd FDC变化不明显.培养到第14 d时, 在1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC在整个培养过程中达到最低, 其中在1 mg·kg^-1镉处理下的EX-Cd FDC仅为5.7%~17.6%, 在10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC稍有增加, 但已开始趋于平稳；各镉水平下的CAB-Cd FDC在第14 d时达到最低, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤CAB-Cd FDC分别为4.3%~9.0%、4.6%~9.2%、5.5%~8.9%和3.1%~7.0%；与CAB-Cd FDC变化相反, 各镉水平下的FeMn-Cd和OM-Cd FDC在第14 d均达到最大, 分别为19.0%~22.2%和13.3%~16.0%(1 mg·kg^-1)、24.0%~30.5%和9.5%~15.7%(5 mg·kg^-1)、19.4%~23.4%和6.0%~9.1%(10 mg·kg^-1)、17.8%~22.9%和9.3%~11.1%(15 mg·kg^-1).各镉水平下的各处理形态镉FDC在培养的第21~28 d均趋于稳定, 变化不明显.在培养结束时, 随着镉水平的增加, 土壤EX-Cd FDC在各处理间逐渐增大, RES-Cd FDC呈相反趋势, 在各处理间呈降低趋势.在培养的第28 d时各镉水平下的各形态镉FDC大小顺序稍有不同.在1 mg·kg^-1镉处理下的镉形态分配大致表现为RES-Cd(36.2%~41.2%)>EX-Cd(19.2%~29.0%)>FeMn-Cd(13.0%~18.4%)>CAB-Cd(9.6%~12.0%)>OM-Cd(9.8%~11.8%)；在5 mg·kg^-1镉处理下表现为EX-Cd(37.2%~44.6%)>RES-Cd(24.2%~27.9%)>FeMn-Cd(12.9%~18.9%)>CAB-Cd(10.0%~13.3%)>OM-Cd(5.0%~8.3%)；在10 mg·kg^-1镉处理下表现为EX-Cd(45.6%~59.3%)>RES-Cd(17.2%~22.1%)>FeMn-Cd(10.8%~14.6%)>CAB-Cd(7.7%~11.3%)>OM-Cd(5.0%~7.1%)；在15 mg·kg^-1镉处理下表现为EX-Cd(55.2%~64.5%)>RES-Cd(12.7%~15.2%)>FeMn-Cd(9.1%~13.8%)>CAB-Cd(6.4%~8.3%)>OM-Cd (6.4%~7.5%).

nMg和oMg的添加以及氢氧化镁添加量对各镉水平下各形态镉FDC的变化影响较为复杂, 且没有表现出一致的规律, 但从整个培养过程上来看, 氢氧化镁的添加降低了各镉水平下的EX-Cd FDC, 也降低了1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下土壤CAB-Cd FDC, 增加了10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下土壤CAB-Cd FDC, 并且增加了各镉水平下FeMn-Cd、OM-Cd和RES-Cd FDC.在培养的0~28 d中, 与不加氢氧化镁处理相比, nMg和oMg处理在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC分别降低了11.4%~67.7%、7.8%~37.2%、7.7%~36.4%、5.0%~28.8%(nMg)和0.5%~49.5%、0.6%~15.0%、1.0%~18.1%、0.7%~14.6%(oMg).氢氧化镁的种类对其它4个形态镉FDC没有明显的变化规律, 但氢氧化镁的添加对4个形态镉分配比例还是有影响的.在培养过程中, 与不加氢氧化镁处理相比, 在1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下添加氢氧化镁使土壤CAB-Cd FDC分别降低了2.0%~51.7%和1.3%~43.5%, 在10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下添加氢氧化镁增加了土壤CAB-Cd FDC, 其增幅为1.9%~62.3%和0.6%~128.0%；FeMn-Cd、OM-Cd和RES-Cd FDC在添加氢氧化镁后绝大部分呈增加趋势, 也有少部分有所降低.在培养结束时, 各镉水平下的土壤EX-Cd FDC随氢氧化镁添加量的增加呈现降低趋势, 且以nMg的降低效果优于oMg, 与不加氢氧化镁处理相比, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下添加nMg和oMg处理的土壤EX-Cd FDC分别降低了16.5%~33.8%和12.4%~31.0%(1 mg·kg^-1)、7.8%~17.5%和2.2%~12.2%(5 mg·kg^-1)、14.3%~23.2%和7.0%~19.1%(10 mg·kg^-1)、5.0%~14.4%和3.2%~10.2%(15 mg·kg^-1).在培养的第28d, 氢氧化镁的添加量对CAB-Cd、FeMn-Cd、OM-Cd和RES-Cd FDC影响不同, 但普遍存在nMg的影响大于oMg.与不加氢氧化镁处理相比, CAB-Cd FDC在1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下添加氢氧化镁后降低了4.2%~19.4%和14.6%~24.7%, 在10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下增加了15.0%~46.7%和4.2%~14.9%(oMg-L处理降低了11.7%)；在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下添加氢氧化镁后土壤FeMn-Cd FDC分别增加了9.2%~41.3%、0.8%~46.7%、11.6%~34.4%和20.1%~50.6%, OM-Cd FDC分别增加了9.4%~19.6%、26.1%~68.0%、3.8%~40.6%和2.2%~17.0%(oMg-L处理降低了0.5%), RES-Cd FDC分别增加了3.4%~16.1%、6.4%~14.9%、7.1%~29.0%和8.5%~19.6%.

重金属以多种化学形态存在于土壤中, 其中可交换态组分在土壤环境中可移动性和生物有效性最强, 是评价土壤重金属污染的重要指标^{[5, 16, 17]}.进一步研究nMg和oMg对不同类型土壤中活性最高的土壤可交换态镉含量随培养时间的变化影响.如图 5~8所示, 在培养的第0~28 d过程中, 酸性土和碱性土在28 d培养中的土壤EX-Cd含量变化趋势不同.碱性土在各镉水平下的土壤EX-Cd含量随培养时间的变化趋势一致, 均表现为从培养的第0~7 d土壤EX-Cd含量逐渐降低, 且在培养的第7 d时达到最低, 第7~14 d呈增加趋势, 从培养的第14~21 d基本趋于平稳, 到培养的第28 d时又有所降低.酸性土在各镉水平下的土壤EX-Cd含量随培养时间的变化趋势不完全一致, 在1、5和10 mg·kg^-1镉处理时土壤EX-Cd含量变化表现为刚开始培养的第0~4 d逐渐降低, 在第7 d稍有增加, 在第7~21 d逐渐降低, 且在第21 d时达到最低值, 但在第21~28 d时又开始回升；在15 mg·kg^-1镉处理下不同处理间的土壤EX-Cd含量在培养期间没有表现出一致的变化规律, 大致表现为在培养的第0~4 d逐渐降低, 第4~7 d开始回升, 在第7~14 d又开始降低, 随后培养的第14~28 d趋于平稳.

图 5

Fig. 5

图 5 1 mg·kg-1 Cd污染土壤中EX-Cd含量随培养时间的变化 Fig. 5 Changes of EX-Cd content in 1 mg·kg-1 Cd contaminated soil with culture time

图 6

Fig. 6

图 6 5 mg·kg-1 Cd污染土壤中EX-Cd含量随培养时间的变化 Fig. 6 Changes of EX-Cd content in 5 mg·kg-1 Cd contaminated soil with culture time

图 7

Fig. 7

图 7 10 mg·kg-1 Cd污染土壤中EX-Cd含量随培养时间的变化 Fig. 7 Changes of EX-Cd content in 10 mg·kg-1 Cd contaminated soil with culture time

图 8

Fig. 8

图 8 15 mg·kg-1 Cd污染土壤中可EX-Cd含量随培养时间的变化 Fig. 8 Changes of EX-Cd content in 15 mg·kg-1 Cd contaminated soil with culture time

从表 2和表 3可以看出, 在整个培养过程中, 碱性土的土壤EX-Cd含量均低于酸性土的土壤EX-Cd含量.在3周的镉平衡结束, 即培养的第0 d, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下的酸性土和碱性土的土壤EX-Cd含量分别为0.805、4.146、8.436和13.313 mg·kg^-1(酸性土)和0.542、3.161、6.780和10.205 mg·kg^-1(碱性土).在培养的第1 d, 各镉水平下镉处理间的2种土壤EX-Cd含量均有所降低, 与第0 d相比, 在1、5、10、15 mg·kg^-1镉处理下的酸性土和碱性土的土壤EX-Cd含量分别降低了12.9%~30.6%、13.1%~31.9%、11.1%~27.0%、21.5%~38.3%(酸性土)和15.3%~26.8%、22.1%~33.6%、17.7%~39.3%、16.6%~32.1%(碱性土).培养的第4 d, 酸性土和碱性土在各镉水平下的土壤EX-Cd含量均继续降低, 与第1 d相对应的处理相比, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下的酸性土和碱性土的土壤EX-Cd含量分别降低了13.4%~36.7%、10.5%~27.9%、15.8%~21.6%、6.4%~23.2%(酸性土)和12.8%~66.0%、5.3%~22.1%、3.8%~20.0%、8.6%~25.2%(碱性土).在培养的第7 d, 酸性土和碱性土在各镉水平下的土壤EX-Cd含量表现出了不同变化, 碱性土在培养到第7 d时持续保持降低趋势, 且在第7 d降低到最小值, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd含量分别仅为0.054~0.149、1.004~1.648、2.157~3.479和4.585~6.351 mg·kg^-1, 较第4 d分别降低了57.8%~73.4%、8.5%~46.6%、25.7%~45.2%和9.2%~27.4%, 较第0 d分别降低了72.5%~90.0%、47.9%~68.2%、48.7%~68.2%和37.8%~55.1%；与碱性土的变化相反, 酸性土在第7 d时各镉水平下的土壤EX-Cd含量呈增加趋势, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下较第4 d分别增加了3.1%~60.9%、6.5%~21.7%、1.6%~13.1%和1.7%~12.9%.培养的第14 d, 酸性土和碱性土在各镉水平下的土壤EX-Cd含量变化趋势仍旧相反, 酸性土呈降低趋势, 碱性土却呈增加趋势；培养到第21 d时, 酸性土和碱性土的土壤EX-Cd含量均基本保持平稳.培养结束, 即培养的第28 d, 酸性土的土壤EX-Cd含量又开始回升, 但整体均比第0~1 d时低, 碱性土在第28 d时却有所降低, 酸性土和碱性土在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理时的土壤EX-Cd含量分别为0.414~0.644和0.098~0.211 mg·kg^-1(1 mg·kg^-1镉处理时)、2.404~2.947和1.413~1.913 mg·kg^-1(5 mg·kg^-1镉处理时)、5.390~6.288和3.212~4.172 mg·kg^-1(10 mg·kg^-1镉处理时)、8.091~9.385和5.425~6.663 mg·kg^-1(15 mg·kg^-1镉处理时).

表 2 (Table 2)

表 2 不同类型Cd污染土壤EX-Cd含量变化1) Table 2 Changes in the content of EX-Cd in different types of Cd contaminated soil 处理 土壤可交换态Cd含量/mg·kg-1 第1d 第4 d 第7 d 酸性土 碱性土 酸性土 碱性土 酸性土 碱性土 CK1 0.701±0.024a 0.459±0.006a 0.535±0.007a 0.380±0.019a 0.675±0.017a 0.149±0.011a Cd1+oMg-L 0.661±0.017b 0.450±0.018a 0.479±0.019b 0.294±0.009c 0.628±0.012b 0.124±0.003b Cd1+oMg-M 0.591±0.02cd 0.447±0.008a 0.348±0.013d 0.244±0.016d 0.560±0.015c 0.065±0.004f Cd1+oMg-H 0.654±0.001b 0.450±0.016a 0.445±0.015c 0.232±0.007d 0.459±0.021e 0.096±0.003d Cd1+nMg-L 0.613±0.018c 0.398±0.005b 0.531±0.002a 0.347±0.015b 0.599±0.016b 0.108±0.005c Cd1+nMg-M 0.570±0.019d 0.438±0.015a 0.457±0.005bc 0.232±0.005d 0.498±0.010d 0.083±0.001e Cd1+nMg-H 0.559±0.003d 0.397±0.013b 0.354±0.019d 0.135±0.004e 0.457±0.003e 0.054±0.002f CK2 3.602±0.020a 2.461±0.022a 2.875±0.055a 2.139±0.009a 3.137±0.065a 1.608±0.074a Cd5+oMg-L 3.076±0.096c 2.312±0.088b 2.754±0.077a 1.802±0.062c 2.933±0.039b 1.648±0.028a Cd5+oMg-M 3.105±0.046c 2.190±0.082bc 2.623±0.027b 1.847±0.02bc 3.031±0.049ab 1.313±0.011b Cd5+oMg-H 2.718±0.030d 2.192±0.026bc 2.402±0.025c 2.075±0.063a 2.645±0.034d 1.568±0.037a Cd5+nMg-L 3.462±0.049ab 2.203±0.065bc 2.068±0.067d 2.049±0.087a 2.517±0.031e 1.540±0.045a Cd5+nMg-M 3.379±0.090b 2.110±0.013c 2.470±0.054c 1.988±0.020ab 2.810±0.059c 1.308±0.056b Cd5+nMg-H 2.822±0.042d 2.099±0.043c 2.036±0.056d 1.880±0.102bc 2.341±0.035f 1.004±0.016c CK3 7.496±0.062a 5.579±0.062a 6.199±0.144a 4.687±0.057a 7.008±0.085a 3.479±0.072a Cd10+oMg-L 6.972±0.100b 5.107±0.070b 5.773±0.106b 4.584±0.099a 6.056±0.084b 3.407±0.108a Cd10+oMg-M 6.179±0.078d 4.819±0.036c 5.071±0.072d 4.634±0.103a 5.498±0.051d 3.243±0.048b Cd10+oMg-H 6.571±0.079c 4.603±0.010e 5.532±0.035c 4.165±0.045b 5.768±0.074c 2.986±0.016c Cd10+nMg-L 6.663±0.104c 5.090±0.038b 5.567±0.079bc 4.652±0.029a 5.855±0.109c 3.103±0.036bc Cd10+nMg-M 6.575±0.048c 4.115±0.062f 5.154±0.067d 3.853±0.110c 5.238±0.079e 2.384±0.040d Cd10+nMg-H 6.161±0.015d 4.918±0.020c 4.940±0.090d 3.933±0.023c 5.123±0.045e 2.157±0.088e CK4 10.450±0.037a 8.509±0.065a 9.781±0.049a 7.698±0.117a 10.070±0.071a 6.351±0.031a Cd15+oMg-L 10.406±0.012a 8.193±0.091b 8.680±0.101b 7.486±0.086b 9.015±0.097b 6.101±0.042b Cd15+oMg-M 9.792±0.121b 7.294±0.015d 7.897±0.083c 6.289±0.081d 8.775±0.085c 5.236±0.108d Cd15+oMg-H 9.788±0.084b 7.929±0.055c 7.521±0.095d 5.928±0.115e 8.491±0.066d 5.532±0.102c Cd15+nMg-L 9.165±0.106c 8.103±0.062b 7.523±0.073d 6.587±0.030c 8.484±0.031d 5.984±0.082b Cd15+nMg-M 8.895±0.075d 6.925±0.022e 7.873±0.017c 6.013±0.090e 8.010±0.043e 4.877±0.025e Cd15+nMg-H 8.216±0.098e 7.071±0.085e 7.575±0.002d 6.318±0.061d 7.932±0.014e 4.585±0.019f 方差分析LSD0.05 土壤类型 11 231.641*** 4 529.473*** 34 831.728*** 外源Cd水平 101 312.126*** 60 483.290*** 78 321.593*** 氢氧化镁种类 11 231.641*** 209.065*** 940.302*** 外源Cd水平×土壤类型 1 185.634*** 602.722*** 3 719.603*** 土壤类型×氢氧化镁种类 22.004*** 19.250*** 0.250 外源Cd水平×氢氧化镁种类 314.887*** 29.504*** 122.814*** 土壤类型×氢氧化镁种类×外源Cd水平 109.315*** 22.136*** 19.724*** 1)1、4、7 d数据; 不同小写字母表示同一个Cd污染水平下不同氢氧化镁处理间的差异显著性(P < 0.05)；*表示0.01 < P < 0.05, **表示0.001 < P < 0.01, ***表示P < 0.001；下同

表 2 不同类型Cd污染土壤EX-Cd含量变化1) Table 2 Changes in the content of EX-Cd in different types of Cd contaminated soil

表 3 (Table 3)

表 3 不同类型Cd污染土壤EX-Cd含量变化1) Table 3 Changes in the content of EX-Cd in different types of Cd contaminated soil 处理 土壤可交换态Cd含量/mg·kg-1 第14 d 第21 d 第28 d 酸性土 碱性土 酸性土 碱性土 酸性土 碱性土 CK1 0.489±0.010a 0.240±0.007a 0.484±0.009a 0.238±0.004a 0.644±0.007a 0.211±0.006a Cd1+oMg-L 0.434±0.003b 0.210±0.002b 0.421±0.014b 0.215±0.014b 0.587±0.019b 0.146±0.008b Cd1+oMg-M 0.348±0.011d 0.183±0.005c 0.330±0.009d 0.191±0.012c 0.571±0.015b 0.101±0.003cd Cd1+oMg-H 0.314±0.013e 0.151±0.011d 0.359±0.013c 0.200±0.008bc 0.508±0.017c 0.097±0.006d Cd1+nMg-L 0.399±0.012c 0.171±0.008c 0.382±0.006c 0.187±0.002c 0.514±0.003c 0.134±0.005b Cd1+nMg-M 0.393±0.014c 0.178±0.010c 0.319±0.015d 0.138±0.006d 0.472±0.021d 0.112±0.009c Cd1+nMg-H 0.317±0.001e 0.123±0.003e 0.372±0.007c 0.122±0.009d 0.414±0.014e 0.098±0.004d CK2 2.607±0.085a 2.209±0.056a 2.540±0.065a 2.177±0.039a 2.947±0.023a 1.913±0.063a Cd5+oMg-L 2.430±0.022b 1.972±0.044bc 2.447±0.013a 1.847±0.060b 2.868±0.052a 1.850±0.042ab Cd5+oMg-M 2.513±0.067ab 1.866±0.067cd 2.213±0.018b 2.115±0.039a 2.690±0.007b 1.775±0.038abc Cd5+oMg-H 2.122±0.076de 2.071±0.085ab 2.042±0.052c 1.855±0.059b 2.548±0.046c 1.700±0.103bc Cd5+nMg-L 2.393±0.061bc 1.858±0.065cd 2.307±0.080b 1.806±0.088b 2.687±0.008b 1.675±0.061cd Cd5+nMg-M 2.243±0.059cd 1.914±0.082bc 2.201±0.016b 1.801±0.051b 2.547±0.071c 1.538±0.083de Cd5+nMg-H 2.003±0.053e 1.715±0.089d 1.934±0.091c 1.738±0.019b 2.404±0.034d 1.413±0.026e CK3 6.037±0.102b 4.454±0.016a 5.378±0.012a 4.125±0.035ab 6.288±0.087a 4.066±0.025ab Cd10+oMg-L 6.365±0.111a 4.174±0.105b 5.182±0.014b 4.150±0.048ab 6.116±0.088ab 4.172±0.014a Cd10+oMg-M 5.800±0.079c 4.134±0.034b 4.746±0.097d 4.200±0.054a 5.560±0.077c 3.961±0.065b Cd10+oMg-H 5.718±0.101c 4.060±0.083bc 5.042±0.027bc 4.088±0.026ab 5.433±0.026c 3.679±0.093c Cd10+nMg-L 5.807±0.062c 3.896±0.050cd 5.072±0.033bc 3.850±0.035c 6.068±0.109b 4.054±0.033ab Cd10+nMg-M 5.683±0.048cd 4.070±0.104bc 4.983±0.053c 3.787±0.103c 6.055±0.087b 3.466±0.012d Cd10+nMg-H 5.501±0.009d 3.852±0.086d 4.636±0.099d 4.038±0.054b 5.390±0.070c 3.212±0.040e CK4 8.855±0.079a 7.098±0.091a 8.911±0.029a 6.879±0.099a 9.385±0.048a 6.663±0.069a Cd15+oMg-L 8.225±0.032abc 6.968±0.098a 8.671±0.061b 6.630±0.084b 8.941±0.064b 6.088±0.095b Cd15+oMg-M 8.389±0.018ab 6.277±0.016b 8.270±0.064d 6.433±0.111bc 8.268±0.056c 6.012±0.046b Cd15+oMg-H 8.208±0.093abc 5.947±0.026c 8.439±0.087c 6.040±0.104e 8.100±0.095c 5.800±0.034c Cd15+nMg-L 8.180±0.066abc 6.326±0.017b 8.064±0.087ef 6.365±0.082cd 8.855±0.100b 6.100±0.027b Cd15+nMg-M 7.630±0.830bc 5.969±0.097c 7.958±0.060f 6.160±0.072de 8.139±0.077c 5.812±0.086c Cd15+nMg-H 7.213±0.788c 6.028±0.044c 8.157±0.088de 5.753±0.105f 8.091±0.082c 5.425±0.109d 方差分析LSD0.05 土壤类型 977.833*** 6 080.324*** 17 768.153*** 外源Cd水平 9 113.399*** 72 340.197*** 73 593.571*** 氢氧化镁种类 38.812*** 197.232*** 106.710*** 外源Cd水平×土壤类型 163.315*** 1 323.835*** 1 916.705*** 土壤类型×氢氧化镁种类 2.207 2.433 40.713*** 外源Cd水平×氢氧化镁种类 7.475*** 29.276*** 7.056*** 土壤类型×氢氧化镁种类×外源Cd水平 1.303 6.391** 27.876*** 1)14、21、28 d数据

表 3 不同类型Cd污染土壤EX-Cd含量变化1) Table 3 Changes in the content of EX-Cd in different types of Cd contaminated soil

从整体上来看, 添加氢氧化镁后显著降低了酸性土和碱性土的土壤EX-Cd含量(P < 0.05), 随着氢氧化镁添加量的增加土壤EX-Cd含量呈降低趋势, 且以nMg降低土壤EX-Cd含量的效果好于oMg.在培养的0~28 d中, 与培养时间相对应的不加氢氧化镁处理相比, nMg和oMg处理使酸性土在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下的土壤EX-Cd含量分别降低了0.7%~35.7%、3.9%~29.2%、3.5%~26.9%、5.6%~23.1%(nMg化镁)和5.7%~35.8%、2.7%~24.5%、2.7%~21.5%(第14 d时的oMg-L处理增加了5.4%)、0.4%~23.1%(oMg), 碱性土分别降低了4.6%~63.8%、4.2%~26.1%、0.7%~38.0%、4.8%~27.8%(nMg化镁)和2.0%~54.0%、2.5%~15.8%(第7 d时的oMg-L处理增加了2.5%)、1.1%~17.5%(第21 d时的oMg-L和oMg-M处理分别增加了0.6%和1.8%, 第28 d时的oMg-L处理增加了2.6%)、1.8%~23.0%(oMg).nMg和oMg对土壤EX-Cd含量随培养时间的变化没有表现出明显的趋势, 在培养结束即培养的第28 d时, 与不加氢氧化镁处理相比, nMg和oMg的添加使酸性土在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下的土壤EX-Cd含量分别降低了0.130~0.230 mg·kg^-1和0.057~0.136 mg·kg^-1(在1 mg·kg^-1镉处理时)、0.260~0.543 mg·kg^-1和0.079~0.399 mg·kg^-1(在5 mg·kg^-1镉处理时)、0.220~0.898 mg·kg^-1和0.172~0.855 mg·kg^-1(在10 mg·kg^-1镉处理时)、0.530~1.294 mg·kg^-1和0.444~1.285 mg·kg^-1(在15 mg·kg^-1镉处理时), 碱性土分别降低了0.077~0.113 mg·kg^-1和0.065~0.114 mg·kg^-1(在1 mg·kg^-1镉处理时)、0.238~0.500 mg·kg^-1和0.063~0.213 mg·kg^-1(在5 mg·kg^-1镉处理时)、0.012~0.854 mg·kg^-1和0.105~0.387 mg·kg^-1(oMg-L处理增加了0.106 mg·kg^-1, 在10 mg·kg^-1镉处理时)、0.563~1.238 mg·kg^-1和0.575~0.863 mg·kg^-1(在15 mg·kg^-1镉处理时).整个培养期间, 随着nMg和oMg添加量的增加, 酸性土和碱性土的土壤EX-Cd含量大致呈现出降低趋势(除培养过程中极少数处理有增加趋势外), 与低量oMg处理(oMg-L)相比, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下的oMg-M和oMg-H处理使酸性土的土壤EX-Cd含量分别降低了2.7%~27.3%、4.8%~9.6%、8.4%~12.2%、2.7%~9.0%(oMg-M)和1.1%~27.6%、9.8%~16.6%、2.7%~11.2%、0.2%~13.4%(oMg-H), 使碱性土的土壤EX-Cd含量分别降低了0.7%~47.6%、5.3%~20.3%、1.0%~5.6%、3.0%~16.0%(oMg-M)和7.0%~28.1%、4.9%~5.2%、1.5%~12.4%、3.2%~20.8%(oMg-H)；与低量nMg处理(nMg-L)相比, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下的nMg-M和nMg-H处理使酸性土的土壤EX-Cd含量分别降低了1.5%~16.9%、2.4%~6.3%、0.2%~10.5%、1.3%~8.1%(nMg-M)和2.6%~33.3%、1.5%~18.5%、5.3%~11.3%、6.5%~11.8%(nMg-H), 使碱性土的土壤EX-Cd含量分别降低了16.4%~33.1%、0.3%~15.1%、1.6%~23.2%、3.2%~18.5%(nMg-M)和0.3%~61.1%、3.8%~34.8%、1.1%~30.5%、4.1%~23.4%(nMg-H).氢氧化镁添加量相同的情况下, nMg表现出对土壤EX-Cd含量有更好的降低效果, 与添加量相对应的oMg处理相比, 酸性土和碱性土的nMg各处理在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd含量分别降低了0.4%~20.4%、0.5%~24.9%、0.8%~11.2%、0.1%~16.1%(酸性土)和2.0%~43.8%、0.4%~36.0%、0.3%~27.8%、1.1%~17.1%(碱性土).

如图 9所示, 无论酸性土还是碱性土, 在各镉水平下各处理间的土壤EX-Cd含量均随着土壤pH的增加大致呈降低趋势, 表现趋势为线性负相关关系.在1 mg·kg^-1镉处理下, 酸性土和碱性土的土壤pH与土壤EX-Cd含量间存在极显著负相关关系(P < 0.01), 其相关系数为-0.719和-0.847；在5 mg·kg^-1镉处理下的酸性土的土壤pH与土壤EX-Cd含量间存在极显著负相关关系(P < 0.01), 其相关系数为-0.868, 但碱性土的相关性未达到显著水平(P>0.05), 相关系数仅为-0.502；在10 mg·kg^-1镉处理下的酸性土的土壤pH与土壤EX-Cd含量间的相关性达到极显著水平(P < 0.01), 其相关系数为-0.834, 碱性土的相关性达到显著水平(P < 0.05), 相关系数为-0.648；在15 mg·kg^-1镉处理下的相关性与5 mg·kg^-1镉处理相似, 酸性土的土壤pH与土壤EX-Cd含量间存在极显著负相关关系(P < 0.01), 其相关系数为-0.870, 但碱性土的相关性较弱, 未达到显著水平(P>0.05), 相关系数仅为-0.486.

图 9

Fig. 9

**表示在0.01水平(双侧)上显著相关; *表示在0.05水平(双侧)上显著相关 图 9 不同类型Cd污染土壤pH与土壤可交换态Cd含量间的相关系数(r) Fig. 9 Correlation coefficient (r) between soil pH and EX-Cd content in different types of Cd contaminated soils

在中性土壤上, 经过3周的镉平衡之后, 土壤EX-Cd FDC随着外源镉水平的增加而增加, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC分别为66.7%、73.7%、77.4%和81.8%, 远高于其它4种形态镉FDC.这与熊仕娟^[3]的研究结果一致.原因可能是自然条件下当土壤镉水平较高时, 金属从松散结合部分(如可交换部分)转变为强结合部分(如铁锰氧化和有机质结合部分)的过程较为缓慢^{[18, 19]}.在28 d的培养过程中, 随着培养时间的延长, 土壤EX-Cd FDC显著降低, 总体来看土壤镉主要以EX-Cd形式存在, 这与邵丽群^[20]的研究结果一致.

中性土壤在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下, 其EX-Cd FDC呈下降趋势, 土壤CAB-Cd、FeMn-Cd、OM-Cd和RES-Cd FDC均升高.在培养的第4~14 d, 在1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下的土壤EX-Cd和CAB-Cd FDC逐渐降低, 在整个培养过程中达到最小值, 土壤FeMn-Cd、OM-Cd和RES-Cd FDC均逐渐升高；在10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下的土壤EX-Cd开始回升, 土壤FeMn-Cd和OM-Cd FDC则继续升高, 而CAB-Cd和RES-Cd FDC则呈现出了降低趋势.在培养的第28 d, 各镉处理下土壤Cd形态变化仍未达到平衡, 土壤EX-Cd FDC仍有上升趋势, 土壤CAB-Cd FDC降低, 其它形态变化不大.该结果与刘丽娟^[21]研究结果不同, 但与曹胜^[22]的研究结果类似.原因可能是Cd²⁺与土壤发生各种物理化学反应而逐渐向活性较低的化学形态转化, 且随着活性形态含量比例趋于稳定, 活性较低的化学形态又向活性更低的化学形态缓慢转化^[23].在培养结束时土壤EX-Cd FDC略有回升是因为土壤中的其它金属离子跟Cd存在竞争关系, 所以在后期略有上升^[24].

nMg和oMg的添加降低了中性土壤EX-Cd FDC, 也降低了1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理中土壤CAB-Cd FDC.说明在低镉条件下氢氧化镁和培养时间更能降低土壤中活性态镉含量.王立群等^[25]对不同钝化剂的时间效应比较中也发现, 高镉污染土壤中, 培养时间对钝化效果影响不如低镉污染土壤中显著, 主要是因为大部分钝化剂已经被Cd污染物所饱和, 其钝化容量有限, 因而随着培养时间延长, 钝化效果变化不大.本实验还发现, 氢氧化镁的添加增加了各镉处理下FeMn-Cd、OM-Cd和RES-Cd FDC, 在培养结束时, 各镉水平处理中的土壤EX-Cd FDC随氢氧化镁添加量的增加呈现降低趋势, 且以nMg的降低效果优于oMg.说明nMg和oMg对土壤镉均产生了一定的钝化效果, 且nMg效果好于oMg, 在1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下2种氢氧化镁的添加促进了土壤EX-Cd和CAB-Cd向FeMn-Cd、OM-Cd和RES-Cd的转化, 在10 mg·kg^-1和15 mg·kg^-1镉处理下促进了土壤EX-Cd向CAB-Cd、FeMn-Cd、OM-Cd和RES-Cd的转化.这与吴岩等^[26]和王秀丽等^[27]的研究结果类似.原因可能是由于Cd与Mg有相同的核外电子和相近的离子半径, 在土壤吸附中竞争交换点位^[28], 使得土壤对Cd和Mg的吸收富集之间存在拮抗作用^[29~31].翟德伟等^[32]将nMg用于含铬废水的处理中得到了较好的效果, 且nMg处理效果要好于oMg.

在整个培养过程中, 碱性土的土壤EX-Cd含量均低于酸性土的土壤EX-Cd含量, 这可能是与土壤黏粒矿物组成、有机质含量等理化性质不同有关, 也可能是因为碱性土壤的pH比酸性土壤高, 使土壤溶液中的碱性基团如OH^-、SiO₃^2-和CO₃^2-逐渐增加, 促进了氢氧化物、硅酸盐沉淀的生成, 然后减少有效态重金属的含量^[33].土壤在培养的28 d过程中, 酸性土和碱性土的土壤EX-Cd含量变化趋势有所不同.碱性土在各镉水平下的土壤EX-Cd含量随培养时间的变化趋势一致, 均表现为从培养的第0~7 d土壤EX-Cd含量逐渐降低, 且在培养的第7 d时达到最低, 较第0 d降低了37.8%~90.0%, 第7~14 d呈增加趋势, 从培养的第14~21 d基本趋于平稳, 到培养的第28 d时又有所降低.酸性土在各镉水平下的土壤EX-Cd含量随培养时间的变化趋势不完全一致, 在1、5和10 mg·kg^-1镉处理时土壤EX-Cd含量变化表现为刚开始培养的第0~4 d逐渐降低, 在第7 d稍有增加, 在第7~21 d逐渐降低, 且在第21 d时达到最低值, 较第0 d降低了36.2%~60.4%, 但在第21~28 d时又开始回升；在15 mg·kg^-1镉处理下不同处理间的土壤EX-Cd含量在培养期间没有表现出一致的变化规律, 大致表现为在培养的第0~4 d逐渐降低, 第4~7 d开始回升, 在第7~14 d又开始降低, 随后培养的第14~28 d趋于平稳.说明在碱性条件下的土壤能更迅速的固定土壤中的可交换态镉, 降低土壤中的可交换态镉含量, 但2种土壤在培养的28 d中均未达到平衡.该结果与黄敏等^[31]的研究结果类似但也有所不同, 该研究中碱性土土壤有效镉含量在低镉(3 mg·kg^-1)条件下培养的第0~14 d迅速降低, 在第14~28 d变化不明显, 高镉(6 mg·kg^-1)条件下在培养的第7 d就迅速达到平衡；酸性土土壤有效镉含量在3 mg·kg^-1镉污染条件下添加钙镁磷肥后在培养的第0~7 d快速降低, 第7~14有回升现象, 第14~28 d逐渐下降, 说明钙镁磷肥在碱性土壤中能迅速与土壤中的有效镉反应达到动态平衡, 而与酸性土壤中的有效镉反应缓慢, 在培养的28 d未达到动态平衡.说明无论酸性土还是碱性土, 随着培养时间的延长, 施加的调控剂可增强土壤对可交换态镉的固定吸附, 但土壤可交换态镉含量变化的动态平衡时间可能与调控剂种类、环境条件以及土壤理化性质等因素有关^[34].苏炳林等^[24]曾报道, 在设置50%田间最大持水量条件下向土壤添加纳米氧化铁, 在整个培养的0~120d期间土壤有效隔呈现先下降再升高趋势.

镁对土壤Cd具有一定的表面直接吸附和离子交换作用, 可对土壤中镉的有效性进行调节^{[35, 36]}.本实验从整体上来看, 添加氢氧化镁后显著降低了酸性土和碱性土的土壤EX-Cd含量(P < 0.05), 随着氢氧化镁添加量的增加土壤EX-Cd含量呈降低趋势.说明氢氧化镁对2种土壤中的可交换态镉均表现出了钝化效果^[36].另一方面, 土壤可交换态镉含量的降低也可能是由于nMg和oMg的施入导致土壤pH升高所致.本实验中, 氢氧化镁的添加增加了2种土壤在各镉水平下的土壤pH, 且随施加量的增加呈增加趋势；无论是酸性土还是碱性土, 在各镉水平下各处理间的土壤EX-Cd含量均随着土壤pH的增加大致呈降低趋势, 表现趋势为线性负相关关系.实验还发现, nMg在降低土壤EX-Cd含量的效果好于oMg, 但氢氧化镁种类对土壤pH的影响并没有达到显著水平.说明nMg在降低土壤EX-Cd含量具有更好的效果主要是因为纳米颗粒具有巨大的比表面积, 可增强对土壤重金属的吸附作用^[37].迟荪琳等^[23]的研究结果也发现, 在外源镉污染土壤中, 施加纳米沸石对降低土壤中可交换态镉含量的效果优于普通沸石.从总体来看, 氢氧化镁的添加更有利于增强酸性土的土壤pH与土壤EX-Cd含量的相关性.可能是因为氢氧化镁是一种中强碱, 饱和水溶液的pH值为10.4, 加入土壤后更能引起酸性土pH的波动^[38].这与黄敏等^[31]的研究结果一致.

(1) 在中性土壤上, 在28 d的培养过程中, 在1、5、10和15 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd FDC随着培养时间的延长呈先降后升然后趋于平稳, 在培养结束时略有回升, 未达到动态平衡；在1 mg·kg^-1和5 mg·kg^-1镉处理下在第14 d时达到最小值, 在10和15 mg·kg^-1镉处理下在第4 d达到最小值.土壤CAB-Cd、FeMn-Cd和OM-Cd FDC在培养过程中的变化趋势则与土壤EX-Cd FDC相反, 呈先增后减然后趋于平稳的趋势, 在第4 d达到最大, 第14 d达到最小.土壤RES-Cd FDC在培养过程中大致呈现出逐渐增加然后趋于平稳的趋势.

(2) nMg和oMg均降低了酸性土壤和碱性土壤中的可交换态镉含量.碱性土EX-Cd含量均在培养的第7 d时达到最低；酸性土在1、5和10 mg·kg^-1镉处理下土壤EX-Cd含量在第21 d时达到最低值.相同用量下钝化土壤活性镉的作用以nMg大于oMg.