对于生态系统来说，土壤是陆地生态系统存在的基础，土壤-植物系统则是地圈和生物圈的基本要素. 对于人类来说，土壤是从事农业生产活动的物质基础，是人居环境的基本要素，是人类赖以生存和发展的必需自然资源. 鉴于土壤对人类及生态系统的重要意义，土壤污染状况备受关注.近年来，随着对土地开发利用程度地加深，我国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染较重，工矿业废弃地土壤环境问题突出，耕地土壤环境质量堪忧. 尤其是近年来频发的“镉大米”事件，更是让粮食的安全生产问题成为了舆论关注的热点. 因此，对镉污染土壤进行修复治理在当下具有十分重要的现实意义.

对于土壤重金属污染，修复方法可归纳为3种：①将重金属从土壤中去除； ②改变重金属的存在形态，降低其迁移性和生物可利用性，以至于能长期稳定地存在于土壤中； ③对重金属污染进行隔离^{[1, 2, 3]}. 显然，第2种方法是比较经济、 有效的方法，也是当前土壤重金属污染普遍采用的方法，主要机制是通过添加外源物质降低土壤中有效态重金属的含量，使其稳定、 钝化或是固定化. 这种方法的关键在于外源物质的选择，选用外源物质基本要求为修复效率高、 不破坏土壤结构、 无二次污染、 费用成本低. 大量的研究表明黏土矿物能很好地满足上述要求，研究人员分别分析了沸石、 海泡石、 膨润土、 蒙脱石、 凹凸棒石固定修复土壤重金属污染的效果及机制^{[4, 5, 6, 7, 8]}，但却很少有人研究硅藻土. 硅藻土作为一种多孔性黏土矿物材料，具有良好的吸附性能，能够有效去除水体中的重金属元素^{[9, 10, 11, 12, 13]}. 那么，硅藻土是否也可以有效地修复土壤重金属污染，修复机制如何，这些问题值得研究. 为此，本研究选用了不同产地的硅藻土对Cd污染土壤进行了原位固定修复，并对其修复机制进行了初步的探讨，旨在为硅藻土在土壤重金属污染修复上的应用提供依据.

供试土壤采自中南林业科技大学长沙校区生态站附近试验样地，为清洁土壤，土壤类型为红壤.采用系统(网格)等距布点法进行多点采样. 土样采回后，压碎，剔除石块、 植物根茎、 凋落物、 新生体等杂物，于室内阴凉、 通风、 无污染处风干. 土壤基本理化性质见表 1.

表 1(Table 1)

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the soil used in the test 含水率/% pH 有机质/g ·kg-1 CEC/cmol ·kg-1 3.20 4.73 1.652 0 5.26

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the soil used in the test

模拟镉污染土壤，依据近5年湖南省矿区土壤重金属污染现状评价相关数据和土壤环境质量标准(GB 15618-1995)，向供试土壤中加入一定量的硝酸镉(分析纯)溶液，使土壤中的Cd的含量达到15 mg ·kg^-1，待混合均匀后置于阴凉通风处稳定平衡3个月，制得人工模拟镉污染土壤.

供试硅藻土分别购自云南腾冲县助滤剂厂、 吉林临江天元催化剂有限公司、 浙江嵊州市华力硅藻土制品有限公司、 河南信狮矿业发展公司，分别代表我国西南、 北方、 东部、 中部地区的硅藻土. 根据供货商所提供的产品质量检测报告，列出了4个产地硅藻土主要化学成分，见表 2.

表 2(Table 2)

表 2 不同产地硅藻土主要化学成分 Table 2 Main chemical components of diatomite from different producing areas 产地 质量分数/% SiO2/R2O3值 有机质/% SiO2 Al2O3 Fe2O3 CaO 云南腾冲 82.51 2.95 3.95 2.00 9.27 6.92 吉林临江 85.60 9.69 1.50 0.50 7.32 1.66 浙江嵊州 64.86 16.40 2.91 1.20 3.16 3.10 河南信阳 60.43 7.05 2.66 1.37 5.45 23.00

表 2 不同产地硅藻土主要化学成分 Table 2 Main chemical components of diatomite from different producing areas

人工模拟镉污染土壤置于室内自然风干后，磨碎，过5 mm土壤筛，准确称取50.0 g放入450 mL带盖聚乙烯塑料盒中，分别加入云南、 吉林、 浙江、 河南这4个产地的硅藻土(过0.149 mm筛)，同时，每个产地硅藻土均设置10、 15、 20、 30 g ·kg^-1这4个添加浓度梯度，每个处理重复3次，均以未添加硅藻土样品为对照. 加入硅藻土后，每个塑料盒加入20 mL去离子水，以保证土壤含水量在田间持水量的70%～80%，用玻璃棒搅拌均匀后，加盖置于阴凉通风处稳定平衡，14 d后测定土壤水分、 pH、 有机质、 阳离子交换量(CEC)、 有效态镉含量.

采集适量土样，风干，过0.149 mm筛，然后称取0.5 g于50 mL聚乙烯离心管中，加入20 mL 0.1 mol ·L^-1 HAc，室温下振荡16 h，4 000 r ·min^-1离心20 min，上层清液经0.45 μm微膜过滤，保存于50 mL聚乙烯瓶中，滤液中加入0.2 mL浓硝酸，而后采用火焰原子吸收分光光度法测定溶液Cd的含量，即为土样中有效态Cd的含量.

用JSM-6380LV型扫描电镜(scanning electron microscope，SEM)观察硅藻土微观形貌； 用美国康塔公司的Pore Master GT60测定硅藻土孔径分布和比表面积； 用阿基米德悬水重法(Archimedes法)测定硅藻土堆密度； 采用玻璃电极法测定硅藻土pH值.

采用重量法测定土壤含水率； 采用玻璃电极法测定土壤pH值； 采用水合热重铬酸钾氧化-比色法测定土壤有机质^[14]； 采用BaCl₂-MgSO₄强迫交换法测土壤阳离子交换量(cation exchange capacity，CEC)^[14].

重金属在土壤中的赋存形态根据是否能够被植物吸收利用可分为有效态和无效态，而有效态通常被用于衡量重金属对土壤污染程度的高低和对生物毒性效应的大小，在进行土壤重金属污染原位固定修复研究时，研究人员也普遍将有效态重金属的含量作为修复效果的判断依据^{[15, 16, 17, 18]}. 向Cd污染土壤添加不同浓度的不同产地硅藻土，经过一定时间的原位固定修复之后，土壤中有效态Cd的含量及硅藻土对有效态Cd的固定效率见图 1.

图 1

Fig. 1

图 1 不同产地硅藻土对土壤有效态Cd的影响 Fig. 1 Effect of diatomite from different producing areas on available Cd in soil

由图 1可知，当添加浓度由0 g ·kg^-1增加至30 g ·kg^-1时，云南腾冲、 吉林临江、 浙江嵊州、 河南信阳硅藻土分别使土壤有效态Cd含量由13.805 8 mg ·kg^-1下降至9.985 6、 9.874 3、 9.645 9、 5.911 7 mg ·kg^-1，分别下降了27.7%、 28.5%、 30.1%、 57.2%. 与之相应，不同产地硅藻土对有效态Cd的固定效率与随着添加浓度的增加而不断上升. 当添加浓度为10 g ·kg^-1时，云南腾冲、 吉林临江、 浙江嵊州、 河南信阳硅藻土对土壤有效态Cd的固定效率分别为24.92%、 26.10%、 27.02%、 26.08%； 当添加浓度为15 g ·kg^-1时，固定效率分别为25.87%、 26.42%、 29.12%、 28.94%； 当添加浓度为20 g ·kg^-1时，固定效率分别为26.57%、 28.43%、 30.08%、 45.31%； 当添加浓度为30 g ·kg^-1时，固定效率分别为27.67%、 28.48%、 30.13%、 57.18%. 由此可见，不同产地硅藻土对土壤Cd污染固定修复效果排序为：河南信阳＞浙江嵊州＞吉林临江＞云南腾冲. 不同产地硅藻土对土壤Cd污染固定修复效果所表现出的差异与硅藻土自身对Cd吸附能力及硅藻土对土壤理化性质的影响有关.

在应用硅藻土去除水体重金属离子时，硅藻土的添加量与水体中重金属离子的去除率(或水溶液中重金属离子的含量)呈现较为明显的线性相关^{[19, 20, 21]}，这主要是因为，在水相中重金属离子的去除效率主要受到硅藻土自身吸附作用的影响. 而将硅藻土应用于土壤重金属污染修复时，硅藻土自身的吸附作用势必会对固定修复效果产生重要影响，但同时硅藻土也可能会对土壤结构及理化性质产生影响，进而影响最终整体的固定修复效果. 因此，应用硅藻土固定修复土壤Cd污染时，其添加浓度与有效态Cd含量之间的线性关系就会受到硅藻土自身吸附能力和土壤理化性质改变程度两个方面的影响，R²值和k绝对值均比较高，在很大程度上可以说明硅藻土自身的吸附作用趋势和土壤理化性质改变趋势均朝着有利于降低有效态Cd含量的方向发展，反之则说明硅藻土自身的吸附作用与其对土壤理化性质的改变作用是相悖的. 硅藻土添加浓度与土壤有效态Cd含量之间线性相关关系分析结果见表 3.

表 3(Table 3)

表 3 硅藻土添加浓度与土壤有效态Cd含量之间线性相关关系分析 1) Table 3 Linear correlation analysis between diatomite adding concentration and available Cd content in soil 产地 线性方程 k R2 云南腾冲 y=-0.018 6x +10.529 -0.018 6 0.982 2* 吉林临江 y=-0.018 0x+10.366 -0.018 0 0.762 0 浙江嵊州 y=-0.019 6x+10.157 -0.019 6 0.689 3 河南信阳 y=-0.229 2x+12.667 -0.229 2 0.945 3* 1)*表示显著性水平(P＜0.05)

表 3 硅藻土添加浓度与土壤有效态Cd含量之间线性相关关系分析 1) Table 3 Linear correlation analysis between diatomite adding concentration and available Cd content in soil

从表 3中可以看出，针对河南信阳硅藻土，其添加浓度与土壤有效态Cd含量线性拟合结果中，R²值和k绝对值均比较高，添加浓度与有效态Cd含量之间呈显著线性负相关，这说明，一方面，硅藻土自身的吸附作用的发挥并没有受到较大的影响； 另一方面，硅藻土对土壤理化性质的改变有利于有效态Cd的固定. 云南腾冲硅藻土也存在相似的现象，但k绝对值低于河南信阳硅藻土，说明其自身的吸附作用和其对土壤理化性质的改变对于土壤有效态Cd固定效果的有利程度较河南信阳硅藻土弱. 而吉林临江和浙江嵊州硅藻土R²值均比较低，说明这两个产地的硅藻土自身吸附作用与其对土壤理化性质改变对最终固定修复效果的影响方向不一致.

硅藻土是古代单细胞低等植物硅藻遗体堆积后，经初步成岩而形成的一种生物硅质岩. 具有多孔结构、 比表面积大，堆密度小，具有很强的吸附能力，是一种很好的吸附材料. 在应用硅藻土进行水体重金属污染处理时，主要是利用其对重金属离子强大的的吸附能力，当然将其应用于土壤重金属污染治理时，其对重金属离子强大的吸附能力也必然会发挥十分重要的作用. 硅藻土吸附能力的大小首先与其成因硅藻的种类密切相关，不同产地硅藻土成因硅藻的微观形貌见图 2.

图 2

Fig. 2

(a)云南腾冲; (b)吉林临江; (c)浙江嵊州; (d)河南信阳 图 2 不同产地硅藻土成因硅藻微观形貌 Fig. 2 Micro morphology of diatoms in diatomite from different producing areas

国产硅藻土成因硅藻一般有：直链藻(Melosira)、 圆筛藻(Coscindiseus)、 冠盘藻(Stephun codiscus)、 舟形藻(Navicula)、 棒杆藻(Ropaloila)等^{[22, 23]}. 由图 2可知，本研究所用硅藻土中，云南腾冲硅藻土成因硅藻[图 2(a)]为棒杆藻(Ropaloila)，硅藻体积小，微孔少，含有杂质多； 吉林临江硅藻土成因硅藻[图 2(b)]为舟形藻(Navicula)，微孔较云南腾冲硅藻土多，但孔隙结构不明显，杂质也较多； 浙江嵊州硅藻土成因硅藻[图 2(c)]为冠盘藻(Stephun codiscus)，微孔数量较前2个产地要多，孔隙结构也较明显，但硅藻表面仍然被较多杂质覆盖； 河南信阳硅藻土成因硅藻主要为圆筛藻(Coscindiseus)，同时含有部分舟形藻(Navicula)，从图 2(d)可以看出，微孔数量较多，孔隙结构十分明朗，孔径大小不一，圆筛藻所呈现的孔径较小，而旁边的舟形藻所呈现的孔径较大，除微孔结构相对比较理想外，杂质相对也较少.

成因硅藻的不同导致不同产地硅藻土的理化性质表现出较大的差异. 不同产地硅藻土理化性质见表 4. 从中可以看出，在4个产地的硅藻土中，河南信阳硅藻土的堆密度最小，为0.46 g ·cm^-3，比表面积最大，为64.9 m² ·g^-1，酸性较低，pH值为5.6，CEC较高，为35.981 cmol ·kg^-1，孔径分布范围较广，分布范围为10～20、 150～300、 500～1 000 nm，这样的微孔结构特征使得河南信阳硅藻土具有较强的吸附能力，而这也十分有利于硅藻土固定土壤中的有效态Cd，达到较好的固定修复效果. 与之相反，云南腾冲硅藻土堆密度、 比表面积、 CEC均相对较小，分别为0.64 g ·cm^-3、 33.0 m² ·g^-1和26.433 cmol ·kg^-1，酸性较高，pH值为4.3，孔径分布范围也较窄，分布范围为10～20 nm和50～100 nm，这些导致其吸附能力一般，最终的修复效果也不好. 而吉林临江和浙江嵊州两地的硅藻土堆密度、 比表面积、 孔径分布范围介于云南腾冲和河南信阳之间，其最终对土壤Cd污染的固定修复效果较云南腾冲硅藻土好，较河南信阳硅藻土差. 有研究表明^{[24, 25]}，堆密度越小，硅藻土颗粒所具有的微孔数量越多，比表面积就越大，吸附点位也越多，最终表现为吸附能力强，这些十分有利于土壤有效态Cd的固定. 由此可见，硅藻土自身的理化特征对最终的固定修复效果有着重要影响，堆密度越小，比表面积越大，微孔数量越多，孔径分布范围越广，越有利于土壤有效态Cd的固定. 不同产地硅藻土自身理化特征优越程度排序为：河南信阳＞浙江嵊州＞吉林临江＞云南腾冲，与其对土壤Cd污染固定能力排序一致，说明硅藻土自身理化特征的影响对于土壤Cd污染的控制起主要作用.

表 4(Table 4)

表 4 不同产地硅藻土理化性质 Table 4 Physical and chemical properties of diatomite from different producing areas 产地 堆密度/g ·cm-3 比表面积/m2 ·g-1 pH CEC/cmol ·kg-1 孔径分布/nm Ⅰ级 Ⅱ级 Ⅲ级 云南腾冲 0.64 33.0 4.3 26.433 / 50～100 / 吉林临江 0.54 58.0 4.5 32.278 5～20 50～700 / 浙江嵊州 0.57 58.0 5.4 30.564 / 115～147 1 340～2 810 河南信阳 0.46 64.9 5.6 35.981 10～20 150～300 500～1 000

表 4 不同产地硅藻土理化性质 Table 4 Physical and chemical properties of diatomite from different producing areas

硅藻土除了通过自身理化特征及其吸附能力直接影响土壤Cd污染固定修复效果，还会通过改变土壤理化性质间接影响最终固定修复效果. 表 5给出了添加不同浓度的硅藻土之后土壤理化性质的变化情况. 从中可以看出，添加硅藻土对土壤理化性产生了明显的影响. 随着硅藻土添加浓度的增加，土壤含水率与土壤阳离子交换量均明显增加，而土壤pH值和土壤有机质却因硅藻土产地不同而表现出不一样的规律.

表 5(Table 5)

表 5 不同产地硅藻土对土壤理化性质的影响 Table 5 Effect of diatomite from different producing areas on soil physical and chemical properties 硅藻土产地 分析项目 硅藻土添加浓度/g ·kg-1 变化率/% 0(CK) 10 15 20 30 含水率/% 3.20 3.31 3.38 3.47 3.56 11.3 云南腾冲 pH 4.61 4.89 4.95 5.02 5.15 11.7 有机质/g ·kg-1 1.854 4 1.860 3 1.866 1 2.065 1 2.613 0 40.9 CEC/cmol ·kg-1 5.26 5.32 6.02 6.57 6.60 25.5 含水率/% 3.20 3.24 3.28 3.31 3.42 6.9 吉林临江 pH 4.61 4.43 4.40 4.38 4.31 -6.5 有机质/g ·kg-1 1.854 4 1.842 3 1.692 6 1.397 5 1.315 2 -29.1 CEC/cmol ·kg-1 5.26 5.85 6.00 6.01 6.05 15.0 含水率/% 3.20 3.23 3.25 3.28 3.46 8.1 浙江嵊州 pH 4.61 4.61 4.65 4.66 4.68 1.5 有机质/g ·kg-1 1.854 4 1.873 1 1.914 9 1.988 5 2.024 7 9.2 CEC/cmol ·kg-1 5.26 6.00 6.10 6.11 6.37 21.1 含水率/% 3.20 3.21 3.29 3.30 3.31 3.4 河南信阳 pH 4.61 4.68 4.69 4.71 4.74 2.8 有机质/g ·kg-1 1.854 4 2.236 1 2.380 5 2.747 2 3.247 0 75.1 CEC/cmol ·kg-1 5.26 6.36 6.41 6.45 6.54 24.3

表 5 不同产地硅藻土对土壤理化性质的影响 Table 5 Effect of diatomite from different producing areas on soil physical and chemical properties

添加硅藻土能使土壤含水率增加，但不同产地硅藻土使土壤含水率增加的幅度不一致. 由表 5可知，当添加浓度由0 g ·kg^-1增加至30 g ·kg^-1时，云南腾冲、 吉林临江、 浙江嵊州、 河南信阳硅藻土分别使土壤含水率由3.20%增加至3.56%、 3.42%、 3.46%、 3.31%，分别增加了11.3%、 6.9%、 8.1%、 3.1%. 不同产地硅藻土按照增加土壤含水率能力的大小排序为：云南腾冲＞浙江嵊州＞吉林临江＞河南信阳. 不同产地硅藻土对土壤含水率影响程度的差异可能与其孔径分布均一性有关，均一性的孔径分布可能更有利于硅藻土提升土壤的持水能力. 就孔径的分布均一性而言，云南腾冲硅藻土的孔径都集中于中等孔径(50～100 nm)，有利于提高土壤的持水能力，河南信阳硅藻土的孔径分布范围涉及到微孔(10～20 nm)、 介孔(150～300 nm)和大孔(500～1 000 nm)，孔径分布分散，不利于土壤保持水分，而吉林临江和浙江嵊州硅藻土孔径分布的均一性介于云南腾冲与河南信阳之间，所以对土壤持水提升能力也介于两者之间.

虽然不同产地硅藻土均能使土壤含水率有不同程度的增加，但增加的幅度都不大，均没有超过10%，不同产地硅藻土对土壤含水率的影响不明显. 同时，从表 6中可以发现，土壤有效态Cd含量与土壤含水率虽然呈现负相关，但相关性不显著. 由此可见，硅藻土通过增加土壤含水率来提高最终土壤Cd固定效果的可能性不大.

表 6(Table 6)

表 6 不同产地硅藻土添加浓度、 土壤有效态Cd含量、 土壤理化性质之间相关性分析 1) Table 6 Correlation analysis among diatomite adding concentration,available Cd content in soil and soil physical and chemical properties 产地 相关系数 添加浓度 有效Cd含量 含水率 pH 有机质 CEC 添加浓度 1.000 0 有效Cd含量 -0.991 1** 1.000 0 云南腾冲 含水率 0.988 2* -0.795 1 1.000 0 pH 0.999 8** -0.989 3** 0.988 4* 1.000 0 有机质 0.958 8* -0.912 5* 0.916 0* 0.962 2* 1.000 0 CEC 0.866 1* -0.919 9* 0.891 2* 0.857 1* 0.696 3 1.000 0 添加浓度 1.000 0 有效Cd含量 -0.872 9 1.000 0 吉林临江 含水率 0.992 5** -0.812 3 1.000 0 pH -0.995 2** 0.822 1* -0.999 3** 1.000 0 有机质 -0.990 1** 0.839 0* -0.995 2** 0.992 9** 1.000 0 CEC 0.840 1* -0.762 8 0.798 9 -0.819 9 -0.758 5 1.000 0 添加浓度 1.000 0 有效Cd含量 -0.830 4 1.000 0 浙江嵊州 含水率 0.954 1* -0.631 1 1.000 0 pH 0.928 2* -0.964 4* 0.795 3 1.000 0 有机质 0.914 7* -0.965 5* 0.753 1 0.955 7* 1.000 0 CEC 0.969 7* -0.722 5 0.983 1** 0.874 2* 0.800 3 1.000 0 添加浓度 1.000 0 有效Cd含量 -0.972 3* 1.000 0 河南信阳 含水率 0.800 2 -0.739 3 1.000 0 pH 0.995 9** -0.986 5** 0.757 6 1.000 0 有机质 0.983 6** -0.960 9* 0.680 3 0.989 3** 1.000 0 CEC 0.960 5* -0.907 7* 0.640 5 0.959 6* 0.988 2** 1.000 0 1)*表示显著性水平(P＜0.05)，**表示极显著性水平(P＜0.01)

表 6 不同产地硅藻土添加浓度、 土壤有效态Cd含量、 土壤理化性质之间相关性分析 1) Table 6 Correlation analysis among diatomite adding concentration,available Cd content in soil and soil physical and chemical properties

如表 5所示，云南腾冲、 浙江嵊州和河南信阳硅藻土均使土壤pH值上升，当添加浓度由0 g ·kg^-1增加至30 g ·kg^-1时，云南腾冲、 浙江嵊州和河南信阳硅藻土分别使土壤pH值由4.61上升至5.15、 4.68、 4.74，分别上升了11.7%、 1.5%和2.8%，而吉林临江硅藻土却使土壤pH值不断下降，较对照下降了6.5%. 不同产地硅藻土对土壤pH值所产生的影响不同，这与硅藻土颗粒表面所携带的羟基(可代换性H⁺)和盐基饱和度有关^{[26, 27]}. 硅藻土使土壤pH值上升的原因在于，硅藻土表面携带的可代换性H⁺较少，而携带的Na⁺、 K⁺等交换性阳离子较多，进入土壤后，交换性阳离子的水解作用强于H⁺的交换作用，在土壤溶液中产生较多的NaOH，致使土壤pH值升高，不同产地硅藻土所携带交换性阳离子数量不同，导致土壤pH值上升空间不一致. 硅藻土使土壤pH值下降的原因为，硅藻土携带有较多的可代换性H⁺，进入土壤后，这些H⁺离子与土壤中的阳离子发生交换吸附，使土壤溶液中的H⁺离子增多，土壤酸性增强.

从表 6中可以看出，土壤有效态Cd的含量与土壤pH值呈显著性或极显著性相关，相关系数最小值为0.822 1，最大值为0.989 3，说明土壤pH值对有效态Cd的固定产生重要影响. 土壤pH值对有效态Cd固定的影响表现在两个方面^[28]：一方面是土壤pH值对有效态Cd的直接影响，土壤pH值上升，土壤碱性增强，土壤中Cd²⁺能与OH^-形成Cd(OH)₂沉淀，有利于Cd的固定，而当pH值下降时，土壤中的H⁺增多，酸性增强，使土壤对Cd的解吸作用增强，不利于Cd的固定； 另一方面土壤酸碱性会对土壤有机质的存在形态产生影响，碱性环境有利于土壤固定有机质，而土壤有机质含量的增加能促进有效态Cd的固定，酸性环境会导致有机质流失，不利于有效态Cd的固定. 同时，从表 6可以发现，硅藻土添加浓度与土壤pH值之间也呈现显著性相关，由此可认为硅藻土对土壤pH值的调节是其固定土壤有效态Cd的重要途径之一，除吉林临江硅藻土外，其他三地的硅藻土均能使土壤pH值朝着有利于有效态Cd固定的方向改变.

由表 5可知，云南腾冲、 浙江嵊州、 河南信阳三地硅藻土能使土壤有机质的含量增加，当添加浓度从0 g ·kg^-1增加至30 g ·kg^-1，云南腾冲、 浙江嵊州、 河南信阳硅藻土分别使土壤有机质由1.854 4 g ·kg^-1增加至2.613 0、 2.024 7、 3.247 0 g ·kg^-1，分别增加了40.5%、 9.2%、 75.1%. 与之相反，随着添加浓度的增加，吉林临江硅藻土却使土壤有机质不断下降，由1.854 4 g ·kg^-1下降至1.3152 g ·kg^-1，下降了29.1%. 从表 6可以看出，云南腾冲、 浙江嵊州、 河南信阳三地硅藻土添加浓度与土壤有机质之间存在显著或极显著正相关，而吉林临江硅藻土添加浓度与土壤有机质之间存在极显著负相关. 由此可见，添加硅藻土对土壤有机质的含量影响明显. 土壤有效态含量与土壤有机质含量之间的显著相关性则说明，硅藻土固定土壤有效态Cd的另一重要途径就是调控土壤有机质.

土壤有机质含量与土壤中Cd的存在形态及土壤对Cd的固定能力密切相关，原因在于土壤有机质直接参与土壤Cd的络合、 螯合作用与迁移转化过程^[29]. 有研究表明^[30]，土壤有机质可以通过络合吸附和螯合等作用固定土壤中的Cd，同时有机质分解形成的还原性条件能有效促进CdS沉淀的形成，从而降低土壤Cd的有效性. 添加云南腾冲、 浙江嵊州和河南信阳硅藻土能增加土壤有机质的含量，原因在于：一方面，本研究采用的硅藻土均未经纯化，硅藻土本身含有一定的有机质，使土壤有机质含量增加； 另一方面，硅藻土使土壤pH值升高，碱性环境有利于土壤原有有机质的固定. 不同产地硅藻土本身有机质含量的差异(见表 2)是土壤有机质呈现不同增长规律的主要原因. 而添加吉林临江硅藻土使土壤有机质降低的原因在于：一方面临江硅藻土本身有机质的含量极少(见表 2)，其本身有机质的含量对土壤有机质基本没有影响； 另一方面临江硅藻土使土壤pH值增加，酸性增强，不利于土壤原有有机质的保留.

从表 5可以看出，不同产地硅藻土对土壤CEC都有着积极的影响，但影响程度不一致. 当添加浓度从0 g ·kg^-1增加至30 g ·kg^-1，云南腾冲、 吉林临江、 浙江嵊州、 河南信阳硅藻土分别使土壤CEC从5.26 cmol ·kg^-1提高至6.60、 6.05、 6.37、 6.54 cmol ·kg^-1，分别提高了25.5%、 15.0%、 21.1%、 24.3%. 相关研究表明^[28]，土壤阳离子交换总量(CEC)受到土壤胶体的种类、 土壤质地、 土壤胶体中SiO₂/R₂O₃值、 土壤pH值4个方面的影响. 硅藻土具有土壤胶体类似性质，所以不同产地硅藻土对土壤CEC的影响主要体现在自身SiO₂/R₂O₃值和对土壤pH值的调节2个方面. 云南腾冲硅藻土对土壤CEC提高的程度最大，这是因为，其自身SiO₂/R₂O₃值最大，达到9.27(见表 2)，同时其使土壤的pH值不断上升，碱性环境有利于土壤胶体表面阳离子的解离. 吉林临江硅藻土也具有较高的SiO₂/R₂O₃值，但对土壤CEC提升的程度却较小，这是因为，吉林临江硅藻土使土壤pH值不断下降，导致土壤胶体表面阳离子解离困难，不利于阳离子交换. 而浙江嵊州和河南信阳硅藻土SiO₂/R₂O₃值均较小，但却能较大程度提高土壤CEC，原因可能是其本身CEC较大，同时又能使土壤的pH值升高，综合导致土壤CEC得到较大提升.

从表 6中可以看出，硅藻土添加浓度与土壤CEC之间呈现显著正相关，而土壤CEC与土壤有效态Cd含量之间呈现一定明显负相关，说明硅藻土能通过调节土壤CEC来调控土壤有效态Cd的含量，然而通过离子交换吸附而固定住的有效态Cd，当土壤理化性质发生改变时很容易重新回到土壤，这使得硅藻土通过调节土壤CEC去控制土壤Cd污染存在一定的时效性.

(1)不同产地硅藻土均能有效固定土壤中的有效态Cd，当添加浓度为30 g ·kg^-1时，云南腾冲、 吉林临江、 浙江嵊州、 河南信阳硅藻土分别使土壤有效态Cd含量下降了27.7%、 28.5%、 30.1%、 57.2%. 不同产地硅藻土对土壤Cd污染固定能力排序为：河南信阳＞浙江嵊州＞吉林临江＞云南腾冲.

(2)不同产地硅藻土自身理化特征对土壤有效态Cd的固定起主要作用，硅藻土堆密度越小，比表面积越大，微孔数量越多，孔径分布范围越广，其吸附能力越强，越有利于土壤有效态Cd的固定.

(3)不同产地硅藻土可以通过调节土壤理化性质来控制土壤有效态Cd，其中土壤pH值和土壤有机质是关键因素，土壤pH值和有机质的增加能有效促进有效态Cd的固定，土壤含水率影响很小，而通过调控土壤CEC来控制土壤Cd污染存在一定时效性.

(4)不同产地硅藻土均使土壤含水率、 pH值、 有机质、 阳离子交换容量发生改变，不同的是，河南信阳、 浙江嵊州、 云南腾冲硅藻土使土壤含水率增加、 pH值上升，有机质增多，阳离子交换容量增大，有利于土壤Cd的固定，而吉林临江硅藻土使土壤含水率增加、 pH值下降，有机质减少，阳离子交换容量增大，不利于土壤Cd的固定.