镉(cadmium，Cd)是一种剧毒元素，是土壤及蔬菜重金属污染中最为普通常见的重金属污染物. 调查研究显示，中国有19.4%的农田土壤重金属含量超标，其中镉是主要的污染物^[1]. 土壤镉主要来源于污水灌溉、 农业施肥及农药使用、 工业污染^{[2, 3, 4]}，由于镉在土壤中很难被消化或降解，其总含量和生态毒性很难降低且还会随着工农业的发展而增加. 镉在土壤中具有较强的移动性，易通过食物链途径进入生物体从而威胁人类健康^{[5, 6]}. Wagner^[7]研究显示，人体中至少有70%镉是通过食物链积累. 因此，降低土壤镉生物活性进而避免镉食物链污染危害已刻不容缓.

镉在土壤中以多种形态存在，不同的存在形态会直接影响镉在土壤中的移动性和生物有效性. 甚至有研究指出，土壤中重金属有效态含量大小比重金属总量更能威胁环境和食物链安全^[8]. 可见，将土壤中的镉由可交换态转变成其它活性更弱的形态对于降低镉的移动性和生物有效性有十分重要的意义. Tessiers五步连续提取法是较为常用的土壤重金属形态分析方法，该法可将重金属形态分为可交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化态、 有机态和残渣态^{[9, 10]}. 其中，可交换态为植物可直接吸收利用态，碳酸盐结合态、 铁锰氧化态和有机态是潜在的植物可利用态，残渣态则是植物不可吸收利用的形态. 原位钝化修复作为一种通过添加修复剂来改变重金属在土壤中的赋存形态从而降低植物对重金属的吸收以达到重金属修复目的的技术，不仅经济高效，且对环境污染小，越来越受到关注^{[4, 11]}. 目前，重金属原位修复中常用的修复剂有赤泥、 沸石、 石灰、 磷酸盐、 膨润土、 海泡石等^[11,12].

沸石作为一种多孔的铝硅酸盐矿物，其独特的三维空间架构造使其具有巨大的比表面积，对离子有很大的吸附容量和吸附交换能力，被认为是经济高效的重金属污染修复材料^[13]. 此外，与磷酸盐和石灰等存在环境污染风险和易造成土壤pH偏高的修复剂相比，沸石不仅不会引入二次污染，而且能改善土壤理化性质，更适合于土壤重金属修复^{[11, 14]}. 近年来，国内外关于沸石对土壤重金属污染治理方面的研究层出不穷，且卓有成效. 金兰淑等^[15]采用室内土柱淋洗培养法研究发现，4A沸石对土壤重金属铅有一定的钝化效果，可有效降低土壤可交换态、 碳酸盐结合态和铁锰氧化态铅的浓度，明显抑制了铅在土壤中的迁移及生态有效性. 李明遥等^[16]和谢飞等^[17]通过室内培养试验研究表明，5%~6%的沸石处理可使土壤交换态镉含量降低17.69%~26.63%，并明显降低了可交换态镉的形态分配比例. Li等^[18]的研究表明，10~20 g ·kg^-1 的沸石处理可显著降低土壤可溶态铅含量，有效降低了植物对铅的吸收和积累，当铅污染水平达1000~2000 mg ·kg^-1 时仍表现出较好的修复效果. 但沸石对重金属离子的吸附固定能力也存在一定的局限性，当重金属污染水平过高时，沸石的修复能力则降低甚至反而增强重金属的生物有效性^[19]. 与普通沸石相比，纳米沸石颗粒更细致而均匀，具有更大的比表面积和阳离子交换量，理论上其对重金属具有更大的吸附能力和吸附容量，在土壤重金属污染修复方面应更具优势，但目前将纳米沸石用于土壤重金属修复的研究尚未见报道. 因此，在本研究将室内培养试验和盆栽试验相结合. 通过室内培养试验研究不同镉水平污染(1、 5、 10和15mg ·kg^-1 Cd)中施用不同量(0、 5、 10和20 g ·kg^-1)的纳米沸石和普通沸石对土壤镉形态随时间变化的影响. 并通过盆栽试验研究不同镉水平污染(1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1 Cd)上施用不同量(0、 5、 10和20 g ·kg^-1)的纳米沸石和普通沸石对土壤镉形态及大白菜镉吸收积累的影响.

供试作物为大白菜(Brassica peckinensis L. )，品种为山东四号. 土样采自重庆市九龙坡含谷蔬菜基地. 菜园表层土(0~20 cm)采集回来后，自然风干，去除土样中的石粒及肉眼可见的有机物，研磨过2mm筛备用. 土壤基本理化性质为pH 4.93，有机质15.2 g ·kg^-1，阳离子交换量7.93 cmol ·kg^-1，全氮0.66 g ·kg^-1，碱解氮112.2 mg ·kg^-1，有效磷57.0 mg ·kg^-1，速效钾170.3 mg ·kg^-1，全镉0.307 mg ·kg^-1. 纳米沸石和普通沸石均采自河北省灵寿县某一矿厂. 纳米沸石(NZ)和普通沸石(OZ)的粒径分别为800目和100目，纳米沸石和普通沸石pH分别为9.2和9.4，阳离子交换量分别为264 cmol ·kg^-1和183 cmol ·kg^-1，比表面积分别为656 m² ·g^-1和233 m² ·g^-1，全镉含量分别为0.964 mg ·kg^-1和0.425 mg ·kg^-1.

称取160 g自然风干土分装于300 mL的烧杯中，加CdCl₂ ·2.5H₂O(分析纯)溶液，充分拌匀，使烧杯中土壤Cd污染浓度为1、 5、 10和15 mg ·kg^-1. 调节土壤含水量为17%，于室内25℃气候培养箱中恒温(25℃±1℃)，12 h的光周期，70%的空气湿度，平衡3周，期间每隔2 d用称重法补充维持17%的水分含量. 经过3周的平衡后，取样测定各污染浓度土壤Cd形态含量，作为第0 d时的数据. 其余烧杯土壤分别加入纳米沸石(NZ)和普通沸石(OZ)，添加量为0、 5、 10和20 g ·kg^-1，充分拌匀. 所有试验处理为：Cd₁+Z₀ (对照)，Cd₁+OZ₅，Cd₁+OZ₁₀，Cd₁+OZ₂₀，Cd₁+NZ₅，Cd₁+NZ₁₀，Cd₁+NZ₂₀，Cd₅+Z₀ (对照)，Cd₅+OZ₅，Cd₅+OZ₁₀，Cd₅+OZ₂₀，Cd₅+NZ₅，Cd₅+NZ₁₀，Cd₅+NZ₂₀，Cd₁₀+Z₀ (对照)，Cd₁₀+OZ₅，Cd₁₀+OZ₁₀，Cd₁₀+OZ₂₀，Cd₁₀+NZ₅，Cd₁₀+NZ₁₀，Cd₁₀+NZ₂₀，Cd₁₅+Z₀ (对照)，Cd₁₅+OZ₅，Cd₁₅+OZ₁₀，Cd₁₅+OZ₂₀，Cd₁₅+NZ₅，Cd₁₅+NZ₁₀，Cd₁₅+NZ₂₀ (4 Cd 水平×7 沸石处理×3重复). 于气候培养箱中继续培养一个月. 期间于培养第1、 4、 7、 14、 21和28 d取样测定土壤各Cd形态含量. 每次取样约15 g，取出土样于室内自然风干，过1 mm筛，测定土壤镉形态.

试验于2014年9月15日~12月1日在西南大学资源环境学院玻璃温室内进行. 分别称取2.5 kg风干土分装于17 cm×20 cm的暗色塑料桶中. 向土壤中分别添加CdCl₂ ·2.5H₂O溶液(1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1)，同时加入底肥(N 180 mg ·kg^-1、 P₂O₅ 100 mg ·kg^-1、 K₂O 150 mg ·kg^-1，以尿素、 磷酸二氢铵和氯化钾的形式加入)，充分拌匀后，于温室中平衡3周. 然后分别拌入纳米沸石(NZ)和普通沸石(OZ)，添加量为0、 5、 10和20 g ·kg^-1. 所有试验处理为：Cd₀+Z₀ (自然对照)，Cd₁+Z₀ (加镉对照)，Cd₁+OZ₅，Cd₁+OZ₁₀，Cd₁+OZ₂₀，Cd₁+NZ₅，Cd₁+NZ₁₀，Cd₁+NZ₂₀，Cd₅+Z₀ (加镉对照)，Cd₅+OZ₅，Cd₅+OZ₁₀，Cd₅+OZ₂₀，Cd₅+NZ₅，Cd₅+NZ₁₀，Cd₅+NZ₂₀. 加沸石5 d后，每盆土分别移栽6株长势均匀的大白菜幼苗，每隔2 d用重量法测定土壤含水量，并加水使土壤含水量保持田间持水量的70%. 每个处理3个重复，随机排列. 幼苗移栽30 d后取3株大白菜测定抗氧化酶活性，最后每盆土定苗3株. 移栽40 d后收获. 将大白菜洗净后用去离子水淌洗，将大白菜根和地上部分开并分别记录鲜重. 植株于105℃下杀青15 min，在65℃下烘干至恒重，计算植株干重，后将烘干植株打样磨碎，测定根和地上部镉含量. 植株收获后，采收盆栽土样，于室内自然风干，过1 mm筛，备用.

pH采用1 ∶2.5的土(沸石)水比; 土壤有机质测定采用重铬酸钾氧化法^[20]; 土壤阳离子交换量采用NH₄Cl-NH₄COOH测定法; 土壤全氮、 有效磷、 速效钾采用常规元素测定方法; 沸石阳离子交换量采用常规的BaCl₂-三乙醇胺法测定; 沸石比表面积测定参考Liu等^[21]的方法; 植株全镉含量测定采用HNO₃ ∶HClO₄ 4 ∶1的混合酸消煮，消煮得Cd²⁺溶液采用原子吸收分光光度法测定(Perkin Elmer SIMMA 6000，Norwalk，USA). 检测限为0.005mg ·kg^-1. 采用国家标准与技术研究所提供的植株标准物质(GBW # 08513)及土壤标准物质(GBW # 08303)对测定结果进行质量监控. 所有植物及土壤样品的Cd回收率均高于95%，相对标准偏差(RSD)的精度在10%以内.

Cd形态分级采用Tessier等提出的五步连续提取法，具体步骤如下. (1)交换态(EX-F) 加入16 mL 1 mol ·L^-1 的MgCl₂溶液(用HCl和NH₃ ·H₂O调节pH 至 7.0)，25℃下连续振荡2 h，4000 r ·min^-1离心分离5 min，过滤，上层清液定容至25 mL 容量瓶后加一滴浓硝酸，测定.

(2)碳酸盐结合态(CAB-F) 上述残渣，加16 mL 1 mol ·L^-1 NaAc 溶液(用HAc调节pH至 5.0)，于25℃下连续振荡220 r ·min^-1 5 h，4000 r ·min^-1离心分离5 min，过滤，上层清液定容至25 mL 容量瓶，测定.

(3)铁锰氧化物结合态(FMO-F) 上述残渣，加30 mL 0.04 mol ·L^-1 NH₂OH ·HCl溶液[底液25%(体积分数)HAc]，96℃±3℃水浴加热浸提6 h，用NH₂OH ·HCl-CH₃COOH溶液补充因加热损失的液体，间歇摇动，取出冷却，3000 r ·min^-1离心5 min，取上清液定容至25 mL 容量瓶，测定.

(4)有机结合态(OM-F) 上述残渣，加4 mL 0.02 mol ·L^-1 HNO₃和6 mL 30% H₂O₂(用HNO₃调节至pH=2)，(85±2)℃水浴加氧化5 h，期间补加 30% H₂O₂(用HNO₃调节至pH=2)，间歇摇动，水浴结束后，冷却，加入8 mL 3.2 mol ·L^-1 NH₄Ac [20%(体积分数)HNO₃]溶液，25℃ 220 r ·min^-1振荡30 min，3000 r ·min^-1离心分离7 min，去上清液定容至25 mL容量瓶，测定.

(5)残渣态(RES-F) 上述残渣，加10 mL王水和3 mL高氯酸，100℃±2℃水浴提取，间歇摇动，至样品变成乳白色(灰白)糊状，冷却，转移定容至25 mL容量瓶，过滤，测定.

上述提取镉采用原子吸收分光光度法测定(Perkin Elmer SIMMA 6000，Norwalk，USA). 检测限为0.005 mg ·kg^-1. 采用国家标准与技术研究所提供土壤标准物质(GBW # 08303)对测定结果进行质量监控. 所有土壤样品的Cd回收率均高于95%，相对标准偏差(RSD)的精度在10%以内.

采用Microsoft Excel 2010进行数据处理和作图，SPSS 17.0进行数据分析. 数据间的显著差异性检验用单因素方差分析中的Duncan方法，显著差异水平为P< 0.05.

土壤镉FDC(FDC指土壤中镉的某种形态含量与总镉含量的比值)在28 d培养中随时间的变化情况见图 1. 在28 d的培养过程中，大多数情况下各处理土壤镉主要以可交换态(EX-F)形式存在. 随着培养时间的延长，可交换态镉先下降后趋于稳定最后增加，碳酸盐结合态(CAB-F)先明显增加后明显降低并趋于平缓，有机态镉(OM-F)呈轻微增加的变化趋势，残渣态(RES-F)镉先逐渐下降后逐渐升高，铁锰氧化态镉(FMO-F)则没有表现出明显的变化规律. 随着土壤镉污染水平的增加，土壤各形态镉含量也明显增加(数据未给出)，而镉FDC没有表现出增加或降低的变化规律.

图 1

Fig. 1

图 1 1、 5、 10和15 mg ·kg-1 Cd污染水平中土壤各镉形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 1 Variation of fraction distribution coefficient (FDC) of Cd in soil containing 1, 5, 10, 15 mg ·kg-1 Cd with time

在3周的平衡结束时(第0 d)，1、 5、 10和15 mg ·kg^-1 Cd 污染土壤的可交换态镉FDC分别为72.0%、 84.7%、 86.2%和88.0%，明显高于其它形态，而碳酸盐结合态镉FDC仅为5.0%~6.5%. 在培养第4 d，1、 5、 10和15 mg ·kg^-1 Cd水平土壤中碳酸盐结合态FDC分别增加至16.2%~36.6%、 36.0%~41.8%、 38.4%~44.8%和39.6%~46.4%，成为土壤中镉的主要存在形态，而可交换态镉FDC分别降低至4.8%~20.9%、 26.8%~35.4%、 34.9%~44.1%和38.5%~52.9%(对照处理为52.9%). 在培养的第7 d，可交换态镉显著增加，同时碳酸盐结合态显著降低(P<0.05). 随后的培养第7~21 d可交换态镉FDC趋于稳定，但在28 d时有所增加，且各镉水平土壤均以可交换态镉为主要存在形态. 但值得注意的是，在培养第7~21 d，1 mg ·kg^-1 Cd 水平土壤中镉形态分布与5、 10和15 mg ·kg^-1 Cd污染水平不同，1 mg ·kg^-1 Cd 水平土壤镉主要以碳酸盐态、 铁锰氧化态和残渣态存在，可交换态镉FDC较小，而在其他镉水平土壤中，可交换态镉是主要存在形态，有机态镉FDC最低. 由图 1还可看出，在整个培养过程中，1 mg ·kg^-1 Cd 水平土壤中残渣态镉明显高于其他镉水平土壤.

施用纳米沸石和普通沸石在总体上降低了土壤可交换态镉，且纳米沸石的降低幅度大于普通沸石(图 1). 如在1 mg ·kg^-1 Cd污染水平中，与对照相比，在培养第7 d和14 d施用纳米沸石使可交换态镉的FDC分别降低了42.0%~57.0%和63.4%~72.3%，而普通沸石分别仅降低了28.7%~40.0% 和 12.1%~30.0%; 在5 mg ·kg^-1和10 mg ·kg^-1 Cd污染土壤中,培养7~28 d施用纳米沸石使可交换态镉FDC分别降低了13.4%~33.4%和14.6%~30.9%，而普通沸石分别仅降低了1.9%~16.7% 和 0.1%~8.2%; 在15 mg ·kg^-1 Cd污染土壤中,在培养第1~28 d，施用纳米沸石使可交换态镉FDC降低了 7.6%~29.7%，而施用普通沸石仅降低了1.5%~10.3%. 施用沸石对铁锰氧化态的影响与可交换态相反. 大多数情况下施用纳米沸石和普通沸石均增加了铁锰氧化态FDC，且纳米沸石的增加效果比普通沸石明显. 此外，总体而言可交换态镉FDC随沸石施用量的增加而降低，铁锰氧化态镉则反之. 与对照相比，施用沸石对土壤碳酸盐结合态、 有机态和残渣态镉的增加或降低没有表现出明显的影响.

盆栽试验中各处理土壤镉形态含量见表 1. 与室内培养试验结果类似，土壤各镉形态含量(EX、 CAB、 FMO、 OM和RES)随着土壤镉污染水平的增加而增加，镉FDC则没有表现出相应的变化趋势，但与1 mg ·kg^-1 Cd水平相比，5 mg ·kg^-1 Cd污染水平中有机态镉FDC明显较低，而碳酸盐态镉FDC明显较高. 土壤镉处理不同，土壤镉的形态分配情况也不同. 在自然对照处理(Cd₀+Z₀)中，残渣态镉是主要存在形态，其各形态镉FDC大小顺序为：RES-F(46.5%)>FMO-F(21.1%)>CAB-F(15.5%)>EX-F (12.7%)>OM-F(4.2%); 在1 mg ·kg^-1 Cd水平中，土壤镉主要以可交换态存在，其含量为0.243~0.476 mg ·kg^-1，FDC为25.5%~48.7%，其它形态FDC相差不大; 在5 mg ·kg^-1 Cd 水平中，土壤镉主要以可交换态和碳酸盐结合态形式存在，其含量分别为1.299~2.171 mg ·kg^-1和0.958~1.979 mg ·kg^-1，FDC分别为26.3%~49.3%和 21.7%~40.0%，有机态镉FDC最低，且显著低于其他形态.

表 1(Table 1)

表 1 不同镉污染水平中不同沸石处理对土壤镉形态含量的影响 1)/mg ·kg-1 Table 1 Effect of different zeolite treatment on the chemical fractions of Cd in soil with different Cd concentrations in pot experiment1)/mg ·kg-1 试验处理 EX-F CAB-F FMO-F OM-F RES-F Cd 0+Z 0 0.028±0.013g 0.034±0.004d 0.047±0.005e 0.009±0.004e 0.103±0.004d Cd 1+Z 0 0.476±0.002a 0.156±0.027bc 0.090±0.013d 0.109±0.014d 0.146±0.021c Cd 1+OZ 5 0.404±0.010b 0.161±0.026bc 0.102±0.004d 0.137±0.008c 0.186±0.009a Cd 1+OZ 10 0.320±0.004cd 0.146±0.022bc 0.142±0.030bc 0.183±0.013b 0.180±0.009ab Cd 1+OZ 20 0.290±0.031de 0.122±0.022c 0.162±0.018b 0.175±0.018b 0.175±0.009ab Cd 1+NZ 5 0.340±0.021c 0.153±0.023bc 0.131±0.018c 0.140±0.004c 0.178±0.004ab Cd 1+NZ 10 0.255±0.018ef 0.189±0.022ab 0.161±0.009b 0.217±0.009a 0.165±0.013abc Cd 1+NZ 20 0.243±0.040f 0.231±0.035a 0.225±0.022a 0.100±0.022d 0.156±0.009bc Cd 0+Z 0 0.028±0.013g 0.034±0.004g 0.047±0.005d 0.009±0.004f 0.103±0.004d Cd 5+Z 0 2.171±0.020a 1.093±0.036e 0.298±0.106c 0.149±0.070e 0.695±0.105bc Cd 5+OZ 5 1.821±0.032b 0.958±0.020f 0.547±0.107b 0.274±0.088c 0.808±0.051bc Cd 5+OZ 10 1.863±0.050b 1.304±0.083c 0.570±0.104b 0.249±0.088cd 0.634±0.090c Cd 5+OZ 20 1.623±0.009c 1.270±0.039cd 0.946±0.108a 0.374±0.072b 0.697±0.104bc Cd 5+NZ 5 1.585±0.033d 1.155±0.089de 0.869±0.106a 0.484±0.053a 0.782±0.087bc Cd 5+NZ 10 1.389±0.014e 1.612±0.088b 0.775±0.035a 0.175±0.035de 0.850±0.035ab Cd 5+NZ 20 1.299±0.006f 1.979±0.019a 0.448±0.036bc 0.224±0.070cde 0.995±0.018a 1)不同小写字母表示同一个镉污染水平下不同沸石处理间、 不加镉对照与某一镉污染水平间的差异显著性(P< 0.05)，下同

表 1 不同镉污染水平中不同沸石处理对土壤镉形态含量的影响 1)/mg ·kg-1 Table 1 Effect of different zeolite treatment on the chemical fractions of Cd in soil with different Cd concentrations in pot experiment1)/mg ·kg-1

施用纳米沸石和普通沸石对土壤镉形态也表现出不同程度的影响. 在1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1 Cd水平中，与加镉对照相比，施用纳米沸石和普通沸石均显著降低了可交换态镉的含量和分配比例 (P<0.05)，整体上增加了CAB-F、 FMO-F、 OM-F和RES-F含量和对应的形态分配比例. 但纳米沸石处理对土壤可交换态镉含量和FDC的降低幅度大于普通沸石处理，与加镉对照相比，添加纳米沸石和普通沸石分别使1 mg ·kg^-1 Cd水平土壤中可交换态镉含量降低了28.6%~48.8%和 15.2%~39.1%，在5 mg ·kg^-1 Cd土壤中分别降低了27.0%~40.2%和14.2%~25.2%. 纳米沸石处理土壤可交换态镉含量和FDC均显著低于普通沸石处理(P<0.05). 与此同时，纳米沸石对碳酸盐态和铁锰氧化态的增加效果也优于普通沸石. 与普通沸石相比，两个镉水平中纳米沸石处理使碳酸盐态和铁锰氧化态镉含量分别增加了20.6%~89.8%和13.3%~58.8%(Cd₅+NZ₂₀除外).

不同的沸石施用量对土壤镉形态的变化也存在影响. 在1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1镉水平中，可交换态镉含量和FDC随着纳米沸石和普通沸石施用量的增加而降低，纳米沸石和普通沸石施用量与土壤可交换态镉FDC存在负相关关系(表 2). CAB镉FDC随普通沸石施用量的增加没有表现出一致的变化规律，但随纳米沸石用量的增加而增加，并与纳米沸石用量存在正相关关系(R=0.977，P<0.05; R=0.942，P>0.05). 除了5 mg ·kg^-1 Cd水平中FMO-F与NZ，FMO镉FDC也随沸石施用量的增加而增加，且两者存在显著正相关(P<0.05). 虽然施用沸石增加了OM和RES镉FDC，但两者与沸石随沸石施用量没有明显的相关关系，除了5 mg ·kg^-1 Cd水平中RES-F与纳米沸石施用量存在显著正相关.

表 2(Table 2)

表 2 土壤镉FDC与纳米沸石和普通沸石施用量之间的相关关系 1) Table 2 Correlation coefficient (R) between the FDC of Cd fractions in the cabbage-cultivated soil and treatment of ordinary zeolite(OZ) and nano zeolite(NZ) 镉形态 R(Cd 1) R(Cd 5) OZ NZ OZ NZ EX-F -0.904 -0.864 -0.963 * -0.834 CAB-F -0.935 0.977 * 0.408 0.942 FMO-F 0.972 * 0.996 ** 0.965 * -0.027 OM-F 0.878 -0.061 0.874 -0.149 RES-F 0.708 0.051 -0.566 0.980 * 1)* 表示相关水平P<0.05，** 表示相关水平P< 0.01，下同

表 2 土壤镉FDC与纳米沸石和普通沸石施用量之间的相关关系 1) Table 2 Correlation coefficient (R) between the FDC of Cd fractions in the cabbage-cultivated soil and treatment of ordinary zeolite(OZ) and nano zeolite(NZ)

盆栽试验土壤pH见图 2. 当土壤镉水平一定时，土壤pH在不同纳米沸石和普通沸石处理间达到显著差异(P<0.05). 自然对照(Cd₀+Z₀)土壤pH值为4.97，加镉对照Cd₁+Z₀和Cd₅+Z₀土壤pH有所下降，pH值分别为4.94和4.67. 施用沸石显著增加了土壤pH，且纳米沸石对土壤pH的增加幅度大于普通沸石. 在1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1 Cd 水平中，添加普通沸石使土壤pH值分别增加至5.03~5.78和4.96~5.97，而纳米沸石处理土壤pH值显著高于普通沸石处理(P<0.05)，添加纳米沸石使土壤pH分别增至5.85~7.19和6.23~7.21. 此外，在1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1镉水平土壤中，土壤pH值随沸石施用量的增加具有相同的变化趋势，但普通沸石处理和纳米沸石处理对土壤pH的变化趋势影响不同，土壤pH值随纳米沸石用量的增加而增加，随普通沸石用量的增加则表现为先减后增的变化.

图 2

Fig. 2

图 2 不同处理土壤pH Fig. 2 pH of soil in different treatments

在1 mg ·kg^-1 Cd污染土壤中，土壤pH与可交换态镉呈显著负相关(R=-0.821; P<0.05)，与碳酸盐态(R=0.795; P<0.05)和铁锰氧化态(R=0.852; P<0.05)呈显著正相关; 在5 mg ·kg^-1 Cd污染土壤中，土壤pH也与可交换态镉呈显著负相关(R=-0.960; P<0.051)，与碳酸盐态(R=0.725)和铁锰氧化态(R=0.620)呈正相关，但相关水平不显著(表 3).

表 3(Table 3)

表 3 土壤pH与土壤各形态镉FDC间的相关关系 Table 3 Correlation coefficient (R) between pH and the FDC of Cd fractions of cabbage-cultivated soil 镉形态 pH Cd 1 Cd 5 EX-F -0.821 * -0.960 ** CAB-F 0.795 * 0.725 FMO-F 0.852 * 0.326 OM-F 0.060 0.059 RES-F -0.232 0.620

表 3 土壤pH与土壤各形态镉FDC间的相关关系 Table 3 Correlation coefficient (R) between pH and the FDC of Cd fractions of cabbage-cultivated soil

各处理大白菜生物量见图 3. 大白菜收获后，自然对照(Cd₀+Z₀)大白菜地上部、 根部及总植株生物量分别为0.911、 0.091和1.002 g ·pot^-1. 添加镉(1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1)抑制了大白菜根部的生长，但1 mg ·kg^-1镉处理对大白菜地上部生长表现出一定的刺激作用. 如与自然对照(Cd₀+Z₀)相比，加镉对照(Cd₁+Z₀)大白菜地上部生物量增加了20.5%，从而使植株总生物量也增加了18.4%. 而高镉(5 mg ·kg^-1)处理抑制了大白菜的生长，Cd₅+Z₀处理大白菜根部和总植株生物量比Cd₀+Z₀分别降低了30.8%和1.2%. 此外，与Cd₁+Z₀相比，Cd₅+Z₀处理地上部、 根部以及总植株生物量也分别降低了15.6%、 28.4%和16.5%.

图 3

Fig. 3

图 3 白菜地上部、 根部及总植株的生物量 Fig. 3 Biomass of shoot，root and whole plant of cabbage

施用沸石(≤10 g ·kg^-1)促进了大白菜的生长，且纳米沸石对大白菜生长的促进效果优于普通沸石. 大白菜各部位生物量最大值均存在于纳米沸石处理中，生物量最低值均存在于普通沸石处理土壤中，除了Cd₅+NZ₂₀根生物量最低(0.035 g)(图 3). 总体而言，5 g ·kg^-1 沸石用量对大白菜生长的促进作用最大，且以5 g ·kg^-1纳米沸石处理对生物量的增加最为明显. 与Cd₁+Z₀相比，Cd₁+NZ₅处理地上部、 根和总植株生物量分别增加了38.0%、 20.5%和36.7%; 与Cd₅+Z₀相比，Cd₅+NZ₅地上部、 根部及植株总生物量分别增加了79.8%、 54.0% 和 78.2%. 5 g ·kg^-1纳米沸石处理使大白菜各部位生物量比5 g ·kg^-1普通沸石处理增加了8.2%~47.0%. 但随着沸石用量的增加，大白菜生物量呈降低的变化趋势，除了在5 mg ·kg^-1 Cd污染土壤中，大白菜根生物量随普通沸石施用量的增加没有发生显著变化[图 3(b)]. 沸石施用量为20 g ·kg^-1时大白菜生物量总是最低，但值得注意的是，当沸石用量为20 g ·kg^-1时，普通沸石处理大白菜生物量比纳米沸石处理低，有的甚至低于自然对照. 例如，在1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1 Cd水平中，20 g ·kg^-1 普通沸石处理地上部、 根部和总植株生物量比Cd₀+Z₀降低了3.3%~20.5%.

各处理大白菜全镉含量和镉积累量见表 4. 自然对照大白菜地上部和根部全镉含量仅为7.06mg ·kg^-1和5.69 mg ·kg^-1，镉积累量分别为6.430 μg ·pot^-1和0.521μg ·pot^-1，镉含量和镉积累量显著低于其他处理(P<0.05). 随土壤镉处理浓度的增加，全镉含量和镉积累量显著增加(P<0.05)，随土壤镉处理浓度的增加，全镉含量和镉积累量显著增加(P<0.05)，Cd₁+Z₀和Cd₅+Z₀大白菜镉含量分别增至31.097~36.070 mg ·kg^-1和77.102~120.240 mg ·kg^-1，镉积累量分别增至2.732 ~42.325 μg ·pot^-1和7.6 19~79.087 μg ·pot^-1. 从表 4还可以看出，大白菜镉含量和镉积累量在沸石施用量间、 纳米沸石和普通沸石处理间的差异达到显著水平(P<0.05). 绝大多数情况下，施用纳米沸石和普通沸石显著降低了大白菜镉含量和镉积累量，且降低幅度随沸石施用量的增加而增加. 在1 mg ·kg^-1镉污染水平土壤中，施用5、 10和20 g ·kg^-1纳米沸石分别使大白菜各部位镉含量比对照降低了26.6%~35.9%、 60.5%~70.4%和73.3%~75.0%，同时比对应普通沸石处理大白菜各部位镉含量降低了27.4%~35.3%、 52.4%~60.0%和46.1%~64.6%; 在5 mg ·kg^-1镉污染水平土壤中，施用5、 10和20 g ·kg^-1纳米沸石分别使大白菜各部位镉含量比对照降低了17.0%~39.3%、 39.4%~50.2%和52.4%~53.2%，同时比对应普通沸石处理大白菜各部位镉含量降低了10.5%~25.3%、 31.0%~41.6%和19.8%~33.3%. 由此也可以看出，高镉(5 mg ·kg^-1)土壤中沸石对大白菜镉含量的降低幅度明显高于低镉(1 mg ·kg^-1)土壤. 但值得注意的是，Cd₅+OZ₁₀处理地上部镉含量(80.047mg ·kg^-1)显著高于Cd₅+Z₀对照，且在所有处理中最高. 植株镉积累量大小与植株生物量和植株镉含量有直接的关系. 与大白菜镉含量变化相同，沸石处理中大白菜镉积累量也随沸石用量的增加而显著降低，且纳米沸石处理镉积累量显著低于普通沸石施处理(P<0.05). 但由于中低量(≤10 g ·kg^-1)沸石处理另一方面也显著提高了大白菜生物量，故部分5或10 g ·kg^-1沸石处理镉积累量高于加镉对照. 例如，Cd₁+OZ₅处理大白菜各部位镉积累量比Cd₁+Z₀高出了5.5%~12.5%，Cd₅+OZ₅、 Cd₅+OZ₁₀和Cd₅+NZ₅大白菜地上部镉积累量分别比Cd₅+Z₀增加了29.7%、 13.3%和49.2%，总镉积累量也分别增加了25.6%、 9.8%和44.0%.

表 4(Table 4)

表 4 白菜镉含量和镉积累量 Table 4 Concentration and accumulation of Cd in cabbage 试验处理 Cd 含量/mg·kg -1 Cd积累量/μg·pot -1 地上部 根 地上部 根 总植株 Cd 0+Z 0 7.060±0.945g 5.694±0.134f 6.430±0.861g 0.521±0.012g 6.951±0.849g Cd 1+Z 0 36.070±0.028a 31.079±0.028a 39.594±0.031b 2.732±0.003b 42.325±0.034b Cd 1+OZ 5 35.695±0.143a 31.401±0.141a 41.792±0.167a 3.081±0.014a 44.873±0.181a Cd 1+OZ 10 26.723±0.017b 25.760±1.093b 30.607±0.019d 2.054±0.087d 32.661±0.068d Cd 1+OZ 20 16.738±0.367d 23.438±0.475c 10.818±0.237f 1.186±0.024f 12.004±0.261f Cd 1+NZ 5 23.112±0.124c 22.803±0.059c 35.020±0.019c 2.424±0.006c 37.444±0.195c Cd 1+NZ 10 10.691±0.849e 12.269±0.434d 13.802±1.095e 1.674±0.059e 15.476±1.155e Cd 1+NZ 20 9.015±0.091f 8.290±0.974e 11.749±0.119f 0.572±0.067g 12.320±0.186f Cd 0+Z 0 7.060±0.945h 5.694±0.134g 6.430±0.861h 0.521±0.012h 6.951±0.849h Cd 5+Z 0 77.102±0.001b 120.240±1.525a 71.468±0.001d 7.619±0.097a 79.087±0.095d Cd 5+OZ 5 71.513±0.250c 97.732±0.386b 92.733±0.325b 6.492±0.026c 99.225±0.299b Cd 5+OZ 10 80.047±0.004a 86.763±0.757c 81.021±0.004c 5.719±0.050d 86.740±0.054c Cd 5+OZ 20 54.098±0.265e 71.425±0.297d 46.659±0.229f 4.891±0.020f 51.549±0.249f Cd 5+NZ 5 64.003±0.768d 73.03±0.581d 106.688±1.280a 7.091±0.056b 113.779±1.224a Cd 5+NZ 10 46.732±0.643f 59.872±1.342e 48.895±0.673e 5.623±0.126e 54.518±0.547e Cd 5+NZ 20 36.085±0.479g 57.288±0.552f 37.309±0.495g 2.017±0.019g 39.326±0.515g

表 4 白菜镉含量和镉积累量 Table 4 Concentration and accumulation of Cd in cabbage

大白菜镉含量随沸石用量的增加而降低的变化趋势与土壤可交换态镉相同，由表 5可见，大白菜地上部和根部镉含量与土壤可交换态镉FDC之间均存在极显著的正相关关系(R为0.932、 0.879、 0.890、 0.989; P<0.01). 大白菜地上部和地下部镉含量与土壤碳酸盐结合态和铁锰氧化态镉FDC也存在负相关关系，且在1 mg ·kg^-1 Cd 污染土壤中，铁锰氧化态与大白菜镉含量的负相关关系均达到0.01的极显著水平.

表 5(Table 5)

表 5 土壤各形态镉FDC与白菜地上部或地下部镉含量间的相关关系 Table 5 Correlation coefficient (R) between the FDC of soil Cd fractions and concentrations of Cd in shoot and root of cabbage 镉形态 R(Cd 1) R(Cd 5) 地上部 根 地上部 根 EX-F 0.932 ** 0.879 ** 0.890 ** 0.989 ** CAB-F -0.565 -0.789 * -0.778 * -0.669 FMO-F -0.910 ** -0.885 ** -0.215 -0.534 OM-F -0.332 -0.143 0.094 -0.199 RES-F 0.056 0.246 -0.613 -0.318

表 5 土壤各形态镉FDC与白菜地上部或地下部镉含量间的相关关系 Table 5 Correlation coefficient (R) between the FDC of soil Cd fractions and concentrations of Cd in shoot and root of cabbage

本研究通过室内培养试验研究了不同污染水平土壤中各形态镉随时间的变化情况，并通过盆栽试验进一步研究了沸石施用对土壤镉形态和作物镉吸收的影响. 室内培养试验表明，施用纳米沸石和普通沸石均有效降低了土壤可交换态镉含量，且随着沸石施用量的增加呈下降趋势. 这与王秀丽等^[22]的研究结果相一致. 随着土壤镉污染水平的增加，土壤各形态镉含量也明显增加，各形态镉FDC没有表现出相应的变化规律，但镉FDC随沸石施用量的增加而降低. 这与Yang等^[8]的研究有所不同，该研究中土壤可交换态、 碳酸盐结合态和铁锰氧化态镉含量在随土壤镉污染水平增加的同时，可交换态和碳酸盐结合态镉FDC也明显增加. 土壤有一定的自净能力，其自身含有的矿物质、 有机质和土壤胶体等物质对镉有一定的吸附能力. 培养试验也发现，经过3周的平衡后，镉在土壤中的有效性有所降低，1、 5、 10和15 mg ·kg^-1 Cd水平土壤可交换态镉FDC依次为72.0%、 84.7%、 86.2%和88.0%. 但镉在土壤中仍具有很高的活性，这是由于试验中土壤镉是以活性最高的镉溶液形式加入，自然条件下土壤镉由活性态向非活性态的转化较为缓慢，且外源添加的镉浓度越高，转化进程会越慢^[23]. 施用沸石后，在培养0~4 d、 7~21 d和28 d，土壤中镉形态发生了重新分配. 在培养0~4 d，土壤镉形态分布进程较快，土壤镉主要由可交换态向碳酸盐结合态转化，表现为在培养第4 d可交换态镉显著减少，碳酸盐结合态显著增加成为土壤镉的主要存在形态. 在培养7~21 d，土壤镉形态再分配进程较慢. 此期间可交换态镉先增加后趋于平缓，残渣态则先增后减，有机结合态轻微增加. 沸石对低水平镉(1 mg ·kg^-1 Cd)污染的修复效果较为明显，土壤中碳酸盐态、 铁锰氧化态和残渣态镉是土壤镉的主要存在形态，而其它镉处理土壤中镉主要以可交换态存在. 在28 d的培养结束时，可交换态镉FDC明显增加，铁锰氧化态和残渣态略有降低. 表明土壤重金属镉形态在培养第28 d仍有变化，土壤镉形态分配未达到平衡.

本研究结果与Lu等^[23]的研究报道相类似，该研究以黏土、 砂土和壤土这3种土壤为研究对象，外源添加重金属使土壤Cd的污染水平为2.5 mg ·kg^-1，Cu、 Zn和Pb均为500 mg ·kg^-1，于室内培养8周，研究培养第3 h、 3 d、 8周时土壤重金属形态随时间的变化情况，结果发现，在培养过程中，重金属Cd、 Cu、 Zn和Pb形态在培养前3 h、 3 h~3 d、 3 d~3周时均发生了重新分配，且越往后形态分配进程越慢，经过8周的培养后，3种土壤重金属Cd、 Cu、 Zn和Pb主要以可交换态形式存在，且在培养8周时，重金属形态变化均未达到平衡，研究还指出，造成土壤可交换态重金属含量较高的原因是，在高污染水平的土壤中重金属由活性态(可交换态)向铁锰氧化态和有机态等非活性态转化的速度较缓慢，加上土壤含水量较低不利重金属在土壤中的迁移和转化. 李明遥等^[16]和王秀丽等^[22]的研究也表明，施用沸石可有效降低土壤可交换态镉含量，但分别经沸石处理50 d和60 d后，土壤中有效态镉含量较对照显著降低，但土壤镉主要以可交换态存在. Lim等^[24]和Mann等^[25]的研究也发现，重金属在土壤由可交换态向其他形态的转化较少，在培养过程中有效态含量较高.

与培养试验结果一致，盆栽试验中，施用沸石显著降低了土壤可交换态镉含量，但各处理土壤镉也仍主要以可交换态(FDC为25.5%～49.3%)存在，且镉污染浓度越高，土壤中可交换态镉含量也越大. 而在不加镉的自然对照土壤中，土壤镉主要以残渣态存(FDC为46.5%). 说明人为向土壤中加镉引起了土壤中镉形态的重新分配. 土壤pH是影响土壤重金属有效性的重要因素，通常土壤pH与土壤有效镉呈负相关关系^{[17, 26]}. 本研究也发现，土壤pH与土壤可交换态镉FDC存在显著负相关关系(R=-0.821，P<0.05; R=-0.955，P<0.01)(表 3)，施用沸石分别使1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1 Cd 土壤pH增加了0.09~2.25和0.29~2.54个pH单位，对应土壤可交换态镉含量分别降低了15.2%~48.9%和14.3%~40.2%，且沸石施用量越大，土壤pH值越高，土壤可交换态镉含量降幅越大. 这与Li等^[18]、 王秀丽等^[22]和Rebedea等^{[27, 28]}的研究结果相类似. 而Cd₅+OZ₁₀ 处理土壤可交换态镉含量(1.863 mg ·kg^-1)之所以高于Cd₅+OZ₅ (1.821 mg ·kg^-1) 和Cd₅+OZ₂₀ (1.623 mg ·kg^-1)，也主要是因为该处理土壤pH (4.96)显著低于Cd₅+OZ₅ (5.38)和Cd₅+OZ₂₀ (5.97). 至于两个镉污染水平土壤中10 g ·kg^-1普通沸石处理土壤pH值均反而显著低于5 g ·kg^-1，其原因有待进一步研究. 施用沸石在提高土壤pH及降低可交换态镉的同时，总体上也增加了碳酸盐态、 铁锰氧化态、 有机态及残渣态镉含量^[22]. 由表 3还看出，沸石施用量与可交换态镉FDC存在明显的负相关关系，大多情况下与碳酸盐态、 铁锰氧化态及残渣态镉FDC呈正相关关系. 说明施用纳米沸石和普通沸石可促进土壤中镉由生物有效态(可交换态)向非生物有效态(碳酸盐态、 铁锰氧化态、 有机态及残渣态镉)转化，有效钝化了土壤中的镉. 纳米沸石和普通沸石对土壤镉钝化作用的可能机制是沸石特殊的铝硅酸盐网状结构对重金属的吸附固定和沸石对土壤pH值的提高^{[14, 16, 29]}. 沸石具有很大的比表面积和阳离子交换量，因而有很强的吸附性能和交换性能，施入土壤中可吸附固定大量的重金属离子，且吸附量随着pH值的增加而增加，而纳米沸石由于具有更大的比表面积和阳离子交换量，因而其对重金属的吸附能力比普通沸石强; 另一方面，沸石本身含有Fe、 Al、 Mg、 Mn等元素，施入沸石提高土壤pH可使土壤中CdOH⁺与吸附点位的亲和力增强，促使重金属离子和铁锰氧化物及碳酸盐的结合及土壤有机质等对重金属离子的吸附，从而促使重金属由可交换态向其它形态转化^{[26, 30]}. 但值得注意的是，沸石施入土壤中并未降低土壤中的重金属总量，只是改变了重金属在土壤中的赋存形态，暂时性地降低了重金属的有效态含量，当环境条件变化时，重金属在土壤中的存在形态也可能会发生变化甚至使其生物有效性变得更高^[31]. 因此，增强沸石对重金属的吸附固定并使重金属形态保持长期稳定性对重金属修复意义重大，而关于沸石等修复剂对土壤重金属钝化效果的长期作用还有待深入研究.

土壤可交换态镉含量是影响植物镉吸收的一个重要因素. 许多研究表明^{[8, 30, 32]}，土壤可交换态镉含量与植物镉含量呈正相关关系. 本研究也发现，大白菜地上部和根部镉含量与土壤可交换态镉FDC存在显著正相关(表 5)，随着沸石施用量的增加，土壤可交换态镉含量和大白菜各部位镉含量呈下降趋势，中低量(≤10 g ·kg^-1)的沸石处理促进了大白菜的生长. 沸石对大白菜镉含量的降低首先是由于沸石提高了土壤pH值，从而使土壤可交换态镉含量降低，最终降低了大白菜对镉的吸收. 而对于不加沸石的Cd₅+Z₀处理，在大白菜移栽20 d之后，叶片表现出黄化的镉中毒现象，且白菜根部生物量显著降低. 这与Yang等^[8]的研究结果相类似. Ding等^[33]的研究也发现，低浓度Cd (1 mg ·L^-1)对水稻幼苗根生长有刺激作用并提高了根部生物量，而高浓度镉(12 mg ·L^-1)抑制了水稻幼苗根部和地上部的生长，甚至在受镉胁迫14 d后，Cd₁₂+Se_0.8处理水稻幼苗中毒死亡. 而值得注意的是，大白菜移栽20 d正好是沸石施用第25 d，结合室内培养试验可知，此时大白菜出现镉中毒症状是由于土壤可交换态镉含量大幅度增加所致. 但本研究也发现，低镉 (1 mg ·kg^-1)处理对大白菜生长还有一定的刺激作用，表现为大白菜地上部及总植株生物量均高于不加镉的对照.

施用沸石增加了大白菜生物量，但随着沸石施用量的增加，大白菜生物量呈下降趋势. 低用量(5 g ·kg^-1)的纳米沸石对大白菜生长促进作用最突出，与对照Cd₁+Z₀和Cd₅+Z₀相比，Cd₁+NZ₅和Cd₅+NZ₅处理大白菜生物量分别增加了20.5%~38.0%和54.0%~79.8%. 当沸石施用量高至20 g ·kg^-1时，大白菜生长开始受到抑制，其中普通沸石的抑制作用最为明显，Cd₁+OZ₂₀处理大白菜各部位生物量甚至比对照减少了29.1%~42.0%. Rebedea等^{[27, 28]}的研究也表明，土壤重金属可交换态含量和植株重金属吸收量随沸石施用量的增加而降低，而植物生长的促进效果也表现为中低用量(0.5%和1%)优于高施用量(5%). 中低用量的沸石处理可促进植物生长，原因除了沸石可降低重金属对植株的毒害以外，还可能是由于沸石本身也是一种良好的土壤改良剂，施入土壤中可改善土壤的理化性质，如增加土壤团聚体，增强土壤对铵离子、 钾离子等的吸附能力，提高养分有效性等，此外，沸石本身也含有很多有益元素(如K、 Ca、 Mg、 Si等)，施入土壤中可提高土壤养分，从而促进植物的生长. 而当沸石施用量过高时，土壤pH被大幅度提升，使土壤环境中可能存在局部pH偏高的情况，从而对植物生长不利，另一方面也可能是由于高施用量的沸石在更有效地吸收固定重金属的同时，也过多地吸附了土壤中的养分，使植物所需养分急剧减少，从而对植物生长产生负面影响. 因此，当人们在评估沸石适宜施用量时，不仅要考虑沸石对土壤重金属移动性和生物有效性的影响，还应同时考虑沸石对植物生长的影响. 但值得注意的是，植物生物量及其镉含量与植物镉积累量存在因果关系，在某些情况下过高的生物量也可能会因此促使植物吸收积累更多的镉而影响重金属修复效果. 如5 g ·kg^-1纳米沸石和普通沸石处理由于显著提高了大白菜生物量，从而导致大白菜各部位镉积累量大多高于对照(表 4). 可喜的是，与普通沸石相比，相同施用量的纳米沸石在更显著地提高了大白菜生物量的同时，也更显著地降低了土壤可交换态镉含量和大白菜镉含量及镉积累量. 可见，纳米沸石在重金属修复方面更具优势.

(1)室内培养试验中，施用纳米沸石和普通沸石有效降低了土壤可交换态镉FDC，增加了铁锰氧化态镉FDC. 各处理土壤镉主要以可交换态存在. 在培养结束(28 d)时土壤镉形态变化并未达到平衡.

(2)盆栽试验中，纳米沸石和普通沸石处理均显著降低了土壤可交换态镉含量，增加了碳酸盐结合态、 铁锰氧化态、 有机态和残渣态镉含量，以高量纳米沸石(20 g ·kg^-1)对可交换态镉的降低效果最好. 低镉(1 mg ·kg^-1 Cd)土壤主要以可交换态Cd存在，高镉(5 mg ·kg^-1 Cd)土壤主要以可交换态Cd和碳酸盐结合态Cd存在.

(3)纳米沸石和普通沸石处理可显著降低大白菜镉含量及镉积累量，以高量纳米沸石(20 g ·kg^-1)的降低效果最优. 中低施用量沸石处理(≤10 g ·kg^-1)明显促进了大白菜生长，而高量的沸石处理(20 g ·kg^-1)则对大白菜生长有抑制作用. 两种沸石对土壤镉的修复效果以纳米沸石优于普通沸石.