镉(cadmium，Cd)是生物毒性最强的重金属之一.由于工业“三废”的排放、污水灌溉和农药化肥的使用等人类工农业生产活动的影响，重金属镉不断进入土壤，使我国土壤镉污染日趋严重.根据2014年环境保护部和国土资源部联合公布的全国土壤污染状况调查显示，我国土壤总的点位超标率(即土壤超标点位的数量占调查点位总数量的比例)为16.1%，耕地土壤点位超标率达19.4%，其中以镉污染最为严重，点位超标率达7.0%.我国26个城市土壤样品的重金属含量分析结果显示，各金属平均含量均超过了土壤环境背景值，其中以镉污染最为严重，是背景值的91.4倍^[1].土壤镉污染修复方法主要有异位修复和原位钝化修复2种^[2].原位钝化修复技术以其投资小、周期短、见效快、易实施等优势，被认为是一种经济高效的镉污染土壤修复技术^[2]，越来越受到研究者的关注.

沸石作为一种多孔的铝硅酸盐矿物，具有比表面积大、矿物表面负电荷丰富、孔隙结构良好等特点，对镉等重金属元素有很强的吸附能力和离子交换能力，能有效固定土壤中的重金属镉，降低镉生物有效性，还可改善土壤理化性质，提高土壤养分利用率，是一种优质高效的重金属修复材料^[3].已有大量的研究证实，沸石对土壤镉污染具有良好的修复效果.但由于传统普通沸石结构存在孔道易堵塞等缺陷，影响了沸石的离子交换能力和表面吸附能力，使沸石在土壤镉污染修复中也表现出一定的局限性^{[4, 5]}.纳米沸石与普通沸石相比，其颗粒更细致而均匀，具有更大的比表面积和阳离子交换量，理论上对重金属具有更大的吸附能力和吸附容量，在土壤重金属镉污染修复方面将更具优势.

镉在生态系统中的迁移转化及活性的高低与其在土壤中的赋存形态密切相关，环境中镉的生物有效性不仅取决于其总含量，更大程度上取决于镉在环境中的赋存形态^[6].镉在土壤中的赋存形态及生物有效性受土壤pH值、有机质、氧化还原电位(Eh值)、共存重金属及微生物等很多因素的影响，其中，土壤pH值是影响土壤镉生物有效性的重要因素^[6].大量研究表明^[7~9]，土壤pH与土壤有效镉呈负相关关系.土壤pH值升高，土壤有机质、黏土矿物和水合氧化物表面的负电荷增多，土壤对Cd²⁺的吸附能力增强，而土壤pH降低时，碳酸盐溶解从而使碳酸盐结合态镉释放转化为可溶性镉离子，导致镉的生物有效性增加^[10].目前国内外关于纳米沸石在土壤重金属修复方面的研究报道甚少，更缺乏不同土壤pH条件下纳米沸石对土壤镉形态影响的研究报道.因此，采用室内培养试验，研究不同pH(4.0、 5.0、 6.0、 7.0和8.0)条件下，不同纳米沸石和普通沸石施用量(0、 5、 10和20 g ·kg^-1)对土壤镉形态和分布的影响，同时考察其对大白菜生长和镉吸收积累的影响，以期为纳米沸石修复土壤镉污染提供理论依据.

供试作物为大白菜(Brassica peckinensis L.)，品种为山东四号和新晋菜三号.供试土壤采自重庆市九龙坡含谷蔬菜基地，为酸性紫色土.采集菜园表层土(0~20 cm)，自然风干，去除土样中的石粒及肉眼可见的有机物，研磨过筛(2 mm和0.25 mm)备用.土壤基本性质为pH 4.93，有机质15.2 g ·kg^-1，阳离子交换量17.9 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.

供试纳米沸石和普通沸石均采自河北省某一矿厂.纳米沸石和普通沸石的粒径分别为60~70 nm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和233 m² ·g^-1，全镉含量分别为0.964 mg ·kg^-1和0.425 mg ·kg^-1.

试验设置1个镉污染水平(5 mg ·kg^-1)，7个沸石处理，5个pH梯度，每个处理3个重复，试验设计见表 1.称取160 g过2mm筛自然风干土分装于300 mL的烧杯中，添加CdCl₂ ·2.5H₂O(分析纯)溶液，充分拌匀，使烧杯中土壤镉污染浓度5 mg ·kg^-1.同时采用1mol ·L^-1的HCl溶液和1mol ·L^-1的NaOH溶液，人工调节土壤pH值为4、 5、 6、 7和8.添加去离子水调节土壤含水量为田间最大持水量的70%，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70%的水分含量，并进行土壤pH值测定，保证每个梯度的pH值控制在±0.2范围内，对没达到设定pH值的用HCl和NaOH溶液来调节.经过3周的平衡后，取样测定各污染浓度土壤镉形态含量，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.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取样测定土壤各镉形态含量.每次取样约15 g，取出土样于室内自然风干，过1 mm筛，测定土壤镉形态含量.

表 1 (Table 1)

表 1 试验设计 Table 1 Experimental design 沸石处理 pH梯度 种类 施用量/g·kg-1 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 — 0 pH4+Z0 pH5+Z0 pH6+Z0 pH7+Z0 pH8+Z0 5 pH4+OZ5 pH5+OZ5 pH6+OZ5 pH7+OZ5 pH8+OZ5 普通沸石 10 pH4+OZ10 pH5+OZ10 pH6+OZ10 pH7+OZ10 pH8+OZ10 20 pH4+OZ20 pH5+OZ20 pH6+OZ20 pH7+OZ20 pH8+OZ20 5 pH4+NZ5 pH5+NZ5 pH6+NZ5 pH7+NZ5 pH8+NZ5 纳米沸石 10 pH4+NZ10 pH5+NZ10 pH6+NZ10 pH7+NZ10 pH8+NZ10 20 pH4+NZ20 pH5+NZ20 pH6+NZ20 pH7+NZ20 pH8+NZ20

表 1 试验设计 Table 1 Experimental design

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.向土壤中分别添加不同浓度的Cd(1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1，CdCl₂ ·2.5H₂O的形式加入)，同时加入底肥(N 180 mg ·kg^-1、 P₂O₅100 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.幼苗培养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，测得根和地上部镉含量.植株收获后，采收盆栽土样，于室内自然风干，过1 mm筛，备用.

土壤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^[11]；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^[12]的方法；纳米沸石粒径采用原子力显微镜(Dimension Icom Atomic Force Microscope，Bruker, USA)测定.土样经HCl-HNO₃-HClO₄消解后，用原子吸收分光光度计(Perkin Elmer SIMMA 6000，Norwalk, USA)测定土壤镉含量.检测限为0.005 mg ·kg^-1.采用中国标准化研究院提供的土壤标准物质(GBW 08303)对测定结果进行质量监控.所有土壤样品的镉回收率均高于95%，相对标准偏差(RSD)的精度在10%以内.

采用连续浸取法浸取镉^[13]，提取剂及提取顺序为80%乙醇(F_E，提取硝酸盐、氯化物为主的无机盐以及氨基酸盐)、去离子水(F_W，提取水溶性有机酸盐、重金属一代铁酸盐)、 1 mol ·L^-1氯化钠溶液(F_NaCl，提取果胶盐，与蛋白质结合态或呈吸着态的重金属)、 2%醋酸(F_HAC，难溶性重金属铁酸盐，包括二代铁酸盐)、 0.6 mol ·L^-1盐酸(F_HCl，提取草酸盐).具体操作步骤为：准确称取2.000 g大白菜地上部鲜样，置于烧杯中，加入37.5 mL提取剂，使样品保持浸透状态，并在30℃恒温箱中放置过夜(约17~18 h)，次日回收提取液，再加入同体积的同样提取液，浸取2 h后再回收提取液，重复2次，即在24 h内提取4次，将4次提取液(共150 mL)混合，经蒸干后，用体积比为5 :1的HNO₃ :HClO₄混合液消解后，用原子吸收分光光度计(Perkin Elmer SIMMA 6000，Norwalk, USA)测定植株各形态镉含量.

大白菜地上部和根系镉含量测定采用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0.005 mg ·kg^-1.采用中国标准化研究院提供的植株标准物质(GBW 08513)对测定结果进行质量监控.所有植物样品的镉回收率均高于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 23.0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.

不同土壤pH(4.0、 5.0、 6.0、 7.0和8.0)条件下，土壤镉各形态(EX-F、 CAB-F、 FMO-F、 OM-F和RES-F)FDC(FDC指土壤中镉的某种形态含量与总镉含量的比值)随时间的变化情况如图 1~5所示.在28 d的培养过程中，不同pH条件下各处理，土壤镉形态含量表现为EX-F>RES-F>FMO-F>CAB-F>OM-F，土壤镉主要以可交换态(EX-F)存在.不同土壤pH条件下，不同镉形态随时间的变化趋势各不相同.对于可交换态镉，在pH 4.0、 pH 5.0和pH 6.0土壤中(图 1~3)，可交换态镉FDC在培养0~1 d呈明显下降趋势，随后增加，在培养4~28 d，呈轻微下降的变化趋势，在pH 7.0和pH 8.0的条件下(图 4、 图 5)，可交换态镉FDC在培养0~4 d不断下降，随后上升，在7~14 d变化平缓，21 d时增加，随后至培养结束呈下降趋势.碳酸盐结合态镉FDC随培养时间没有表现出明显的变化规律，但所有处理碳酸盐结合态镉FDC在1~4 d时最低.铁锰氧化态镉FDC在不同pH条件下，变化规律略有不同.在pH 4.0和pH 5.0土壤中，铁锰氧化态镉FDC在培养0~7 d变化不大，在培养14 d时增加，此时的分配比例明显高于其它时间点，随后降低并趋于平稳；在pH 6.0土壤中铁锰氧化态镉FDC变化规律不明显；在pH 7.0和pH 8.0土壤中，铁锰氧化态镉FDC在培养0~4 d逐渐增加，随后降低，在7~28 d有轻微增加的趋势.有机态镉在整个培养过程中含量最低，仅在培养14~28 d较多地被检测出.不同pH条件下残渣态镉FDC在培养0~14 d变化规律不一，但在14~28 d所有处理残渣态镉FDC呈逐渐增加的趋势.

图 1

Fig. 1

图 1 pH 4.0条件下土壤镉形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 1 Variation of cadmium fraction distribution coefficient (FDC) with culture time in soil at pH 4.0

图 2

Fig. 2

图 2 pH 5.0条件下土壤镉形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 2 Variation of cadmium fraction distribution coefficient (FDC) with culture time in soil at pH 5.0

图 3

Fig. 3

图 3 pH 6.0条件下土壤镉形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 3 Variation of cadmium fraction distribution coefficient (FDC) with culture time in soil at pH 6.0

图 4

Fig. 4

图 4 pH 7.0条件下土壤镉形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 4 Variation of cadmium fraction distribution coefficient (FDC) with culture time in soil at pH 7.0

图 5

Fig. 5

图 5 pH 8.0条件下土壤镉形态分配比例(FDC)随培养时间的变化 Fig. 5 Variation of cadmium fraction distribution coefficient (FDC) with culture time in soil at pH 8.0

与对照相比，施用纳米沸石和普通沸石有效降低了土壤可交换态镉含量和分配比例，增加了其余4种形态镉的含量和分配比例.培养结束时，pH 4.0、 5.0、 6.0、 7.0和8.0土壤中，施用纳米沸石和普通沸石使土壤可交换态镉FDC分别降低了27.7%~42.0%和6.3%~37.1%、 8.7%~30.1%和6.1%~11.2%、 28.2%~32.5%和2.4%~10.7%(除OZ₁₀处理)、26.3%~35.0%和17.2%~28.9%、 17.0%~30.6%和1.6%~18.8%，施用纳米沸石和普通沸石使土壤铁锰氧化态镉FDC分别增加了61.0%~134.1%和40.2%~118.0%、 42.0%~95.5%和51.2%~85.6%、 3.1%~13.8%(除pH 6.0下普通沸石处理)、 24.2%~39.5%和10.1%~20.1%、 15.9%~26.7%和2.2%~9.5%.在整个培养过程中，土壤可交换态镉FDC随纳米沸石和普通沸石施用量的增加而降低，且沸石对可交换态镉的降低幅度以纳米沸石大于普通沸石.此外，铁锰氧化态镉含量和分配比例随纳米沸石和普通沸石施用量的增加也呈增加的趋势，碳酸盐结合态、有机态和残渣态镉随沸石施用量增加则没有表现出明显的变化规律.

如图 6所示，在不施沸石(Z₀)的情况下，pH为4.0、 5.0、 6.0、 7.0和8.0的土壤CEC分别为18.54、 18.52、 18.37、 18.70和18.69 cmol ·kg^-1.施用纳米沸石和普通沸石均显著提高了5个不同pH条件下的土壤阳离子交换量(P < 0.05)，且无论是何种镉污染浓度下，土壤CEC的变化规律均表现为随纳米沸石和普通沸石施用量的增加而增加.与对照(Z₀)相比，在pH为4的土壤中，施用5、 10和20 g ·kg^-1的沸石分别使土壤CEC增加了2.7%~5.6%、 4.5%~9.9%和11.2%~17.3%，土壤pH为5的条件下分别增加了6.4%~7.5%、 6.9%~14.0%和12.0%~18.6%，土壤pH为6.0的条件下分别增加了5.8%~8.4%、 8.1%~15.3%和12.8%~23.2%，土壤pH为7的条件下分别增加了6.2%~9.0%、 7.3%~17.1%和16.8%~22.7%，土壤pH为8.0的条件下分别增加了9.8%~10.3%、 12.9%~22.0%和19.9%~24.3%.对比5个pH条件下的土壤，施用纳米沸石和普通沸石，土壤CEC整体上随着土壤pH值的增加而呈上升趋势，而土壤CEC大小在pH 4~7之间也呈不断上升的趋势，但当pH升至8.0时，土壤CEC呈下降变化.将纳米沸石与普通沸石进行对比，在pH为4.0、 5.0、 6.0、 7.0和8.0的土壤中，相同施用量的纳米沸石处理使土壤CEC比对应普通沸石处理分别增加了2.8%~5.5%、 1.1%~6.6%、 2.4%~9.2%、 2.7%~9.2%和0.5%~8.0%，各pH土壤中，土壤CEC均以高量(20 g ·kg^-1)纳米沸石处理最高，其CEC分别为21.75、 21.97、 22.63、 22.94和21.98 cmol ·kg^-1.且值得注意的是，无论在何种土壤pH条件下，普通沸石中低施用量(5 g ·kg^-1和10 g ·kg^-1)处理间土壤CEC均不存在显著差异(P > 0.05)，而增加纳米沸石处理除了pH 5.0和pH 8.0土壤，其余pH条件下土壤CEC在纳米沸石不同施用量处理间均存在显著差异(P < 0.05).

图 6

Fig. 6

*不同小写字母表示同土壤pH在同一pH条件下不同沸石处理间的差异显著性(P < 0.05) 图 6 不同pH条件下沸石处理对土壤CEC的影响 Fig. 6 Effect of zeolite treatment on soil CEC under different pH conditions

由图 7可知，土壤pH与土壤EX-F镉含量存在极显著的负相关关系(r为-0.447 ^**；P < 0.01)，同时与FMO-F和OM-F镉含量存在极显著的正相关(r为0.568 ^**、 0.430 ^**；P < 0.01).土壤pH与CAB-F和RES-F镉含量间不存在明显的相关关系.

图 7

Fig. 7

*表示相关水平P < 0.05，**表示相关水平P < 0.01 图 7 土壤pH与土壤镉形态含量间的相关系数(r) Fig. 7 Correlation coefficient (r) between soil pH and the concentration of Cd fractions in soil

如表 2所示，在pH为4.0、 5.0、 6.0、 7.0和8.0的土壤中，土壤CEC与土壤EX-F镉含量均存在极显著负相关关系(r为-0.903 ^**、 -0.684 ^**、 -0.709 ^**、 -0.662 ^**、 -0.678 ^**；P < 0.01)，在pH 4.0土壤中，土壤CEC与土壤CAB-F和FMO-F镉含量存在极显著正相关(r为0.755 ^**，0.830 ^**； P < 0.01)，在pH分别为5.0和7.0的土壤中，土壤CEC与FMO-F镉含量也存在极显著的在相关关系(r为0.717 ^**，0.808 ^**；P < 0.01)，土壤pH为6.0时，土壤CEC与CAB-F镉含量呈极显著正相关关系(r为0.827 ^**；P < 0.01).

表 2 (Table 2)

表 2 土壤CEC与土壤镉形态含量间的相关系数(r)1) Table 2 Correlation coefficient (r) between soil CEC and the concentration of Cd fractions in soil 镉形态 土壤pH 4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 EX-F -0.903** -0.684** -0.709** -0.662** -0.678** CAB-F 0.755** -0.185 0.827** 0.504 0.381 FMO-F 0.830** 0.717** 0.375 0.808** 0.436 OM-F -0.141 0.152 -0.004 0.104 0.472 RES-F 0.360 0.632* 0.200 -0.281 -0.006 1)*表示相关水平P < 0.05，**表示相关水平P < 0.01

表 2 土壤CEC与土壤镉形态含量间的相关系数(r)1) Table 2 Correlation coefficient (r) between soil CEC and the concentration of Cd fractions in soil

由表 3可知，土培试验中，外源镉(1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1)抑制了山东四号品种大白菜根部的生长，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，大白菜地上部生物量较对照增加了20.5%，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较对照分别降低了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%.施用沸石(≤10 g ·kg^-1)促进了山东四号大白菜的生长，且纳米沸石对大白菜生长的促进效果优于普通沸石.以5 g ·kg^-1纳米沸石处理对大白菜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.沸石施用量为20 g ·kg^-1时大白菜生物量总是最低，有的甚至低于对照.例如，在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%.

外源镉(1 mg ·kg^-1和5 mg ·kg^-1)显著促进了新晋菜三号品种大白菜的生长，在不施沸石的情况下，大白菜生物量随土壤镉浓度的增加而增加(表 3).施用纳米沸石和普通沸石后，新晋菜三号大白菜生物量均有明显提高，但其生物量的变化在镉污染水平间、纳米沸石和普通沸石间均有不同的表现.在低镉水平(1 mg ·kg^-1 Cd)条件下，大白菜各部位生物量随普通沸石施用量的增加而显著下降，与对照Cd₀+Z₀和Cd₁+Z₀相比，中低施用量(≤10 g ·kg^-1)的普通沸石促进了山东四号大白菜的生长，各部位干重比Cd₁+Z₀对照增加了46.6%~98.0%(除了根干重).而纳米沸石不同，低镉条件下，大白菜各部位生物量随纳米沸石施用量的增加呈先减后增的变化趋势，以低施用量(5 g ·kg^-1)和高施用量(20 g ·kg^-1)处理对大白菜生物量的增加效果较为明显，植株各部位干重比对照Cd₁+Z₀提高了14.3%~75.9%(除了根干重).在高镉水平(5 mg ·kg^-1 Cd)条件下，大白菜各部位干重随着普通沸石施用量的增加先显著升高后显著下降(除了根干重呈逐渐增加的趋势)，中高施用量(10 g ·kg^-1和20 g ·kg^-1)处理显著促进了大白菜的生长，各部位干重比对照Cd₅+Z₀增加了32.4%~131.4%.纳米沸石处理对大白菜生物量的影响与低镉条件下相似，大白菜各部位干重随着施用量的增加也呈先减后增的变化趋势(除了根干重先增后减)，各施用量处理均对大白菜生长表现出促进作用，低施用量(5 g ·kg^-1)和高施用量(20 g ·kg^-1)处理对大白菜生物量的增加效果较为明显，植株各部位干重比对照Cd₅+Z₀增加了24.3%~76.0%.将纳米沸石与普通沸石进行对比，低镉(1 mg ·kg^-1 Cd)条件下，普通沸石处理大白菜生物量整体高于纳米沸石处理，而高镉(5 mg ·kg^-1 Cd)条件下，纳米沸石对大白菜生物量的增加效果略优于普通沸石，大白菜地上部和总植株干重以20 g ·kg^-1纳米沸石处理最高，10 g ·kg^-1普通沸石处理次之.

表 3 (Table 3)

表 3 不同浓度镉污染条件下沸石施用量对大白菜生物量的影响1) Table 3 Effect of different zeolite doses on biomass of Chinese cabbage at different Cd levels 处理 植株干质量/g·pot-1 地上部 根部 总植株 山东四号 新晋菜三号 山东四号 新晋菜三号 山东四号 新晋菜三号 Cd0+Z0 0.91±0.01d 0.64±0.01e 0.09±0.00cd 0.03±0.00d 1.00±0.01d 0.67±0.01e Cd1+Z0 1.10±0.07c 0.86±0.03cd 0.09±0.00cd 0.10±0.01b 1.19±0.01cd 0.95±0.03cd Cd1+OZ5 1.17±0.06bc 1.69±0.175a 0.10±0.00bc 0.10±0.00b 1.27±0.06bc 1.79±0.18a Cd1+OZ10 1.15±0.09bc 1.33±0.08b 0.08±0.00de 0.07±0.01c 1.23±0.09bc 1.39±0.07b Cd1+OZ20 0.65±0.02e 0.92±0.07c 0.05±0.00f 0.07±0.01c 0.70±0.01e 0.99±0.07c Cd1+NZ5 1.52±0.14a 1.39±0.06b 0.11±0.01b 0.11±0.01a 1.62±0.07a 1.50±0.06b Cd1+NZ10 1.29±0.01bc 0.75±0.08de 0.14±0.01a 0.08±0.01c 1.43±0.03b 0.82±0.09d Cd1+NZ20 1.30±0.08b 0.98±0.07c 0.07±0.00e 0.10±0.00b 1.37±0.08bc 1.08±0.07c Cd0+Z0 0.91±0.01cd 0.64±0.01d 0.09±0.00a 0.03±0.00e 1.00±0.01cd 0.67±0.01d Cd5+Z0 0.93±0.07cd 1.12±0.07c 0.06±0.01b 0.07±0.00d 0.99±0.06cd 1.19±0.07c Cd5+OZ5 1.30±0.08b 1.07±0.06c 0.07±0.00b 0.07±0.00d 1.36±0.08b 1.14±0.07c Cd5+OZ10 1.01±0.01cd 1.91±0.34a 0.07±0.01b 0.09±0.00c 1.08±0.00cd 2.00±0.33a Cd5+OZ20 0.86±0.06d 1.48±0.02b 0.07±0.002b 0.16±0.005a 0.93±0.06d 1.64±0.03b Cd5+NZ5 1.67±0.20a 1.75±0.15ab 0.10±0.003a 0.07±0.005d 1.76±0.21a 1.83±0.15ab Cd5+NZ10 1.05±0.030c 1.61±0.14b 0.09±0.002a 0.12±0.009b 1.14±0.03c 1.73±0.13b Cd5+NZ20 1.03±0.01c 1.97±0.11a 0.04±0.001c 0.09±0.005c 1.07±0.01cd 2.06±0.12a 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、不加镉对照间的差异显著性(P < 0.05)，下同

表 3 不同浓度镉污染条件下沸石施用量对大白菜生物量的影响1) Table 3 Effect of different zeolite doses on biomass of Chinese cabbage at different Cd levels

由表 4可见，随着土壤镉处理浓度的增加，大白菜镉含量显著增加(P < 0.05)，Cd₁+Z₀和Cd₅+Z₀处理中，2个品种大白菜镉含量分别增至31.079~40.153 mg ·kg^-1和77.102~138.062 mg ·kg^-1.施用纳米沸石和普通沸石有效降低了2个品种大白菜镉含量，且降低幅度随沸石施用量的增加而增加，大白菜镉含量在沸石施用量间、纳米沸石和普通沸石处理间的差异达到显著水平(P < 0.05).低镉(1mg ·kg^-1 Cd)条件下，对于山东四号品种大白菜，5、 10和20 g ·kg^-1的沸石处理使大白菜各部位镉含量比对照(Cd₁+Z₀)分别降低了1.0%~35.9%(除了Cd₁+OZ₅根)、 17.1%~70.4%和24.6%~75.0%，新晋菜三号大白菜各部位镉含量则分别降低了9.6%~47.5%(除了Cd₁+OZ₅地上部)、 14.4%~62.5%(除了Cd₁+OZ₁₀地上部)和41.7%~82.4%.高镉水平(5 mg ·kg^-1 Cd)条件下，与对照(Cd₅+Z₀)相比，5、 10和20 g ·kg^-1的沸石处理使山东四号品种大白菜各部位镉含量分别降低了7.2%~39.2%、 27.8%~50.2%(除了Cd₅+OZ₁₀地上部)和29.8%~53.2%，使新晋菜三号大白菜各部位镉含量则分别降低了5.4%~39.2%、 0.8%~47.8%和21.0%~68.7%.在低镉(1mg ·kg^-1 Cd)和高镉(5 mg ·kg^-1 Cd)条件下，无论是山东四号还是新晋菜三号品种，大白菜地上部和根部镉含量均以纳米沸石显著低于普通沸石，相同条件下，纳米沸石处理比普通沸石处理大白菜各部位镉含量低10.5%~65.7%，各处理大白菜地上部和根部镉含量均以纳米沸石高用量(20 g ·kg^-1)处理最低，如Cd₁+NZ₂₀处理使新晋菜三号大白菜根部镉含量降低至7.086 mg ·kg^-1.将2个大白菜品种进行对比，各处理大白菜地上部和根部镉含量以山东四号品种低于新晋菜三号.

表 4 (Table 4)

表 4 不同浓度镉污染条件下沸石施用量对白菜镉含量的影响 Table 4 Effect of different zeolite doses on Cd concentration of Chinese cabbage at different Cd levels 处理 镉含量/mg·kg-1 地上部 根 山东四号 新晋菜三号 山东四号 新晋菜三号 Cd0+Z0 7.06±0.95g 6.83±0.08g 5.69±0.13f 10.92±0.98e Cd1+Z0 36.07±0.03a 34.83±0.20b 31.08±0.03a 40.15±2.19a Cd1+OZ5 35.70±0.14a 48.19±0.78a 31.40±0.14a 36.30±0.66b Cd1+OZ10 26.72±0.02b 47.69±0.72a 25.76±1.09b 34.35±0.95b Cd1+OZ20 16.74±0.37d 20.40±0.58d 23.44±0.48c 20.37±2.00c Cd1+NZ5 23.11±0.12c 28.02±0.84c 22.80±0.06c 21.07±0.65c Cd1+NZ10 10.69±0.85e 16.36±0.76e 12.27±0.43d 15.06±0.18d Cd1+NZ20 9.02±0.09f 10.83±0.01f 8.29±0.97e 7.09±0.05f Cd0+Z0 7.06±0.95g 6.83±0.08g 5.69±0.13f 10.92±0.98h Cd5+Z0 77.10±0.00b 101.07±0.10a 120.24±1.53a 138.06±0.99a Cd5+OZ5 71.51±0.25c 94.82±0.14b 97.73±0.39b 130.65±0.95c Cd5+OZ10 80.05±0.00a 100.38±0.64a 86.76±0.76c 135.26±0.86b Cd5+OZ20 54.10±0.27e 79.88±1.14d 71.43±0.30d 102.98±0.99d Cd5+NZ5 64.00±0.77d 83.89±0.75c 73.03±0.58d 83.89±0.53e Cd5+NZ10 46.73±0.64f 57.58±0.35e 59.87±1.34e 72.01±0.02f Cd5+NZ20 36.09±0.48g 37.36±1.40f 57.29±0.55f 43.26±1.17g

表 4 不同浓度镉污染条件下沸石施用量对白菜镉含量的影响 Table 4 Effect of different zeolite doses on Cd concentration of Chinese cabbage at different Cd levels

如表 5所示，镉处理显著提高了山东四号和新晋菜三号2个品种大白菜镉积累量(P < 0.05)，Cd₁+Z₀和Cd₅+Z₀处理使大白菜镉积累量分别增至2.732~42.325 μg ·pot^-1和7.619~122.758 μg ·pot^-1.但施用纳米沸石后，大白菜各部位镉积累量均有明显的降低.低镉(1 mg ·kg^-1 Cd)条件下，与对照(Cd₁+OZ₀)相比，纳米沸石处理使山东四号和新晋菜三号品种大白菜各部位镉积累量分别降低了11.3%~79.1%和37.4%~81.9%(除了Cd₁+NZ₅地上部和总植株)，高镉(5 mg ·kg^-1 Cd)条件下则分别降低了6.9%~73.5%(除了Cd₅+NZ₅地上部和总植株)和11.7%~61.1%(除了Cd₅+NZ₅地上部和总植株).无论在低镉还是高镉污染条件下，纳米沸石施用量对2个品种大白菜地上部、根部和总植株镉积累量的影响均表现为镉积累量随着施用量的增加而显著降低(P < 0.05)，以高施用量(20 g ·kg^-1)处理对大白菜镉积累量的降低效果最好.普通沸石施用量处理对大白菜镉积累量的影响规律与纳米沸石相似，除了高镉(5 mg ·kg^-1 Cd)条件下的新晋菜三号品种，镉积累量的变化也表现为随着施用量的增加而显著降低(P < 0.05)，以高施用量(20 g ·kg^-1)处理大白菜镉积累量最低，比对照降低了34.7%~72.7%(除了Cd₅+OZ₂₀新晋菜三号).与普通沸石相比较，在低镉(1 mg ·kg^-1 Cd)条件下，纳米沸石处理大白菜镉积累量比普通沸石降低了16.2%~80.7%(除了Cd₁+NZ₂₀山东四号地上部)；在高镉(5 mg ·kg^-1 Cd)条件下，中高施用量(10~20 g ·kg^-1)纳米沸石处理大白菜镉积累量比普通沸石降低了1.7%~77.5%.比较2个大白菜品种，整体上镉积累量以山东四号品种低于新晋菜三号，2个品种镉积累量均以地上部远高于根部.

表 5 (Table 5)

表 5 不同浓度镉污染条件下沸石施用量对大白菜镉积累量的影响 Table 5 Effect of different zeolite doses on Cd accumulation of Chinese cabbage at different Cd levels 处理 镉积累量/μg·pot-1 地上部 根 总植株 山东四号 新晋菜三号 山东四号 新晋菜三号 山东四号 新晋菜三号 Cd0+Z0 6.43±0.861g 4.35±0.05g 0.521±0.01g 0.37±0.03g 6.95±0.849g 4.72±0.02h Cd1+Z0 39.59±0.031b 29.79±0.17d 2.732±0.00b 3.84±0.21a 42.33±0.03b 33.63±0.38d Cd1+OZ5 41.79±0.167a 81.60±1.31a 3.08±0.01a 3.56±0.06b 44.87±0.18a 85.16±1.25a Cd1+OZ10 30.61±0.019d 63.27±0.96b 2.05±0.09d 2.32±0.06c 32.66±0.07d 65.59±1.02b Cd1+OZ20 10.82±0.237f 18.73±0.53e 1.19±0.02 1.41±0.14d 12.00±0.26f 20.14±0.67e Cd1+NZ5 35.02±0.019c 38.94±1.17c 2.42±0.00c 2.40±0.07c 37.44±0.20c 41.34±1.09c Cd1+NZ10 13.80±1.095e 12.21±0.57f 1.67±0.06e 1.17±0.01e 15.48±1.16e 13.38±0.58f Cd1+NZ20 11.75±0.119f 10.58±0.01f 0.57±0.07g 0.70±0.00f 12.32±0.19f 11.27±0.02g Cd0+Z0 6.43±0.861g 4.35±0.05h 0.52±0.01g 0.37±0.03g 6.96±0.849g 4.72±0.02h Cd5+Z0 71.47±0.001d 113.09±0.11d 7.62±0.10a 9.67±0.07c 79.09±0.10d 122.76±0.18d Cd5+OZ5 92.73±0.325b 101.24±0.15e 6.49±0.03c 9.48±0.07c 99.23±0.30b 110.72±0.22e Cd5+OZ10 81.02±0.004c 191.33±1.23a 5.72±0.05d 12.65±0.08b 86.74±0.05c 203.98±1.31a Cd5+OZ20 46.66±0.229f 118.36±1.69c 4.89±0.02f 16.73±0.16a 51.55±0.25f 135.09±1.85c Cd5+NZ5 106.67±1.280a 146.85±1.31b 7.09±0.06b 6.22±0.04e 113.78±1.22a 153.07±1.35b Cd5+NZ10 48.90±0.673e 92.44±0.56f 5.62±0.13e 8.54±0.00d 54.52±0.55e 100.98±0.56f Cd5+NZ20 37.31±0.495g 73.53±2.76g 2.02±0.02g 3.76±0.10f 39.33±0.51g 77.29±2.86g

表 5 不同浓度镉污染条件下沸石施用量对大白菜镉积累量的影响 Table 5 Effect of different zeolite doses on Cd accumulation of Chinese cabbage at different Cd levels

众多研究显示，降低镉在土壤中的有效态含量和迁移性，从而减少镉向植物体内的迁移和积累，这是治理和控制土壤镉通过食物链产生危害的一个重要环节^{[10, 14, 15]}.而pH的变化是影响土壤镉有效性的重要因素.因此，研究pH对土壤镉形态变化的影响具有实际意义.在pH对土壤镉修复方面已有过许多研究报道^[14~17].这些研究均表明，pH在土壤镉形态的转化和物质镉吸附有重要影响.虽然不同pH条件下，土壤镉形态和物质对镉吸附特性表现出不同的变化，但整体趋势均表现为，增加土壤pH有利于降低土壤等对镉的吸附，降低土壤有效镉含量^[7~9].与前人的研究结果相一致，本试验中，在土壤pH为4.0~8.0条件下，无论施用纳米沸石和普通沸石与否，土壤可交换态镉含量和分配比例随着土壤pH的增加整体呈明显下降的趋势，土壤pH与土壤可交换态镉含量呈极显著的负相关关系(r为-0.447；P < 0.01，图 7).原因可能是由于pH值增加时，土壤中黏土矿物、水合氧化物和有机质表面的负电荷也增加，因而对Cd²⁺的吸附力增强.此外，土壤pH升高时H⁺浓度减小，降低了H⁺和Cd²⁺在吸附点位上的竞争.而低pH值土壤由于有更多的H⁺和Cd²⁺竞争吸附点位，降低了对Cd²⁺的吸附量^[14].本研究还发现，土壤pH与铁锰氧化态和有机态镉含量也存在极显著的正相关(r为0.568、 0.430；P < 0.01).表明提高土壤pH有利于促进土壤可交换态镉向铁锰氧化态镉和有机态镉转化，从而降低镉在土壤中的迁移性和有效性.

土壤阳离子交换量(CEC)也是影响土壤有效镉的另一重要因素^[18].本试验中，培养结束时，在pH 4.0、 5.0、 6.0、 7.0和8.0土壤中，施用纳米沸石和普通沸石均增加了土壤CEC，降低了土壤可交换态镉FDC，且随着土壤纳米沸石和普通沸石施用量的增加，土壤CEC不断增加，土壤可交换态镉含量和分配比例也不断降低.不同pH条件下，土壤CEC与土壤可交换态镉含量均存在极显著的负相关关系(P < 0.01，表 2).这与Mahabadi等^[19]的研究结果相一致.表明施用纳米沸石和普通沸石可通过提高土壤CEC，促进土壤对镉离子的吸附和交换，从而降低土壤可交换态镉含量和分配比例.而纳米沸石对土壤可交换态镉的降低效果优于普通沸石，也是由于纳米沸石本身的特殊结构使其具有更强的离子交换能力和表面吸附能力所致.此外，在pH为4.0、 5.0和7.0条件下，土壤CEC与铁锰氧化态镉含量也存在极显著的正相关性(r为0.755，0.830；P < 0.01).表明施用纳米沸石和普通沸石有利于使土壤可交换态镉向铁锰氧化态转化.其原因也是由于沸石本身含有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结合^[8]，从而促使镉由可交换态向铁锰氧化态转化.

在不同pH条件下，土壤镉形态和含量在培养过程中也发生了改变，但其变化在不同pH处理土壤中有所不同. pH为4.0、 5.0和6.0条件下，土在培养0~1 d，土壤可交换态镉FDC大幅度降低，土壤可交换态镉分配比例降低幅度随着土壤pH的增加而明显增加.降低的土壤可交换态镉在pH为4.0土壤中主要转化为铁锰氧化态和残渣态，在pH为5.0和6.0的土壤中主要转化为碳酸盐结合态、铁锰氧化态和残渣态.在培养4 d，土壤可交换态镉含量和分配比例明显增加，pH为5.0和6.0的土壤中主要转化为碳酸盐结合态明显降低.培养4~28 d，土壤可交换态镉分配比例培养随时间增加呈略为降低趋势，有机态和残渣态镉分配比例呈略增加的趋势.在pH为7.0和8.0的土壤中镉形态和含量变化有所不同.当土壤pH分别升至7.0和8.0时，土壤镉形态在培养0~4 d、 7~14 d和21~28 d均发生了形态转化.如在培养0~4 d时，土壤可交换态镉含量和分配比例不断降低，铁锰氧化态和残渣态镉含量和分配比例则明显增加，可交换态镉主要向铁锰氧化态和残渣态镉转化.在培养第7 d，土壤可交换态镉分配比例急剧增加，碳酸盐结合态镉分配比例也明显增加，铁锰氧化态和残渣态镉含量则呈下降变化.至培养21 d时，土壤可交换态镉含量和分配比例又一次明显增加，随后至培养28 d镉形态分布变化不大.该结果与Lu等^[20]的报道类似.

镉对植物生长具有双重作用.大多数研究表明，镉胁迫条件下，植物常表现出生长受抑制等镉毒害症状，且毒害作用随着镉浓度的增加而增加^[21].但也有研究指出，在一定低镉浓度条件下，镉可刺激和促进植物生长^[22]，或对植物生长没有显著影响^{[21, 23]}.本试验中，在不施用纳米沸石和普通沸石的情况下，添加1 mg ·kg^-1外源镉刺激了大白菜的生长，并提高了大白菜地上部、根部和总植株生物量.但在土壤镉浓度提高至5 mg ·kg^-1时，开始表现出明显的抑制作用，根生物量显著降低(P < 0.05).该结果与施宠等^[22]、 Ding等^[24]的报道一致.本试验中，无论是低镉(1 mg ·kg^-1 Cd)和高镉(5 mg ·kg^-1 Cd)污染条件下，施用纳米沸石和普通沸石均不同程度上增加了大白菜生物量.但沸石对大白菜生长的影响受沸石施用量、大白菜品种和镉污染浓度的影响.以低用量(5 g ·kg^-1)沸石处理对大白菜生长的促进效果最好，当沸石施用量高至20 g ·kg^-1时，大白菜生长开始受到抑制，生物量甚至显著低于对照. Damian等^[5]的研究也表明，在土壤重金属污染条件下，中低施用量(0.5%和1%)的沸石可促进植物生长，当沸石施用量增至5%时，植物生长受到抑制.

本试验中，与不施沸石的对照相比，施用纳米沸石和普通沸石均显著降低了大白菜地上部和根部镉含量.但由于施用沸石同时也明显增加了大白菜植株地上部和根部生物量，纳米沸石和普通沸石处理在绝大多数情况下也较对照提高了大白菜地上部、根部和总植株镉积累量.该结果与周坤等^[25]报道类似.在镉污染条件下，大白菜地上部镉含量略小于根部，但由于地上部生物量大，使其对镉的积累量远大于根部，表明大白菜对重金属镉由根部向地上部转移的能力较强，不利于蔬菜的安全生产.与普通沸石相比，相同施用量的纳米沸石在显著提高了大白菜生物量的同时，也显著降低了大白菜镉含量及镉积累量.

(1)不同pH条件下，施用沸石有效降低了土壤可交换态镉分配比例.土壤pH与土壤EX-F镉含量存在极显著的负相关关系(P < 0.01)，与FMO-F和OM-F镉含量存在极显著的正相关(P < 0.01).沸石对土壤可交换态镉含量和分配比例的降低作用随施用量的增加而增加，降低效果以纳米沸石优于普通沸石.

(2)不同pH条件下，施用纳米沸石和普通沸石均可有效提高土壤CEC，降低了土壤可交换态镉含量和分配比例.土壤CEC与土壤EX-F镉含量存在极显著负相关关系(P < 0.01).

(3)纳米沸石和普通沸石均显著降低了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.对比山东四号和新晋菜三号这2个品种，新晋菜三号各部位镉含量和镉积累量明显高于山东四号品种，其对镉吸收富集能力相对较强.