镉(Cd)是环境中毒性最强的重金属元素之一.近些年，由于工业“三废”的排放、农药和化肥的施用及污水灌溉等，导致农田土壤受到不同程度的Cd污染(顾继光等，2002；Chaves et al.,2011).Cd因易溶于水，进入土壤后易分散在土壤中，进而会影响到植物的正常生长(杨倩等，2006；Li et al.,2013)，浓度过高将对植物造成严重的毒害(彭玲等，2015；Arora et al.,2008).农田土壤Cd不仅影响作物的产量和品质，甚至通过食物链影响人类的健康(张会民等，2006).农作物对Cd的吸收及食物链中Cd的积累受土壤溶液中Cd浓度的影响，而土壤溶液中的Cd浓度又与土壤对Cd的吸附解吸特性密切相关(王金贵等，2012).进入土壤系统的Cd在土壤中处于吸附与解吸的动态平衡中，这种平衡直接影响到Cd在土壤系统中迁移和在食物链中的传递(宗良纲等，2003)，也是影响土壤溶液中Cd的浓度、生物有效性和向地表、地下水迁移的重要因素(杜斌等，2012).

硒(Se)是动物必须的营养元素，也是植物生长有益的微量元素.国内外学者围绕Se增强植物对重金属的抗性、降低重金属在植物体内富集等方面做了大量研究.现已证实：低浓度的Se有助于缓解重金属对植物的毒害作用(彭玲等，2015；Prado et al.,2010;Yadav et al.,2010;Qing et al.,2015).植物体内的Se还可与重金属离子结合形成金属-Se-蛋白质复合体，进而将重金属排出体外(Aiba et al.,2008; Zembala et al.,2010).相关研究已揭示了Se降低植物Cd富集的生理机制，然而，如前所述：土壤溶液中Cd的含量与土壤对Cd的吸附解吸等环境化学行为密切相关，向土壤添加Se能否改变根际微环境进而影响到土壤Cd的化学行为？目前尚不清楚.

近年来，有关蔬菜地土壤Cd污染时有报道，Cd污染及其控制技术的研究备受关注(袁波等，2011).因此，本文通过在南方酸性黄棕壤中种植小白菜，并以小白菜的根际与非根际土壤为实验对象，研究Se的添加对根际微域Cd的分布及对土壤Cd吸附解吸特性的影响.旨在从根际微域土壤环境化学行为的角度，探索Se对菜地Cd污染的调控机理，为菜地Cd污染控制和蔬菜安全生产提供科学依据.

供试土壤为南方酸性黄棕壤，有机质2.06%，碱解氮72.37 mg · kg^-1，速效磷31.38 mg · kg^-1，速效钾48.86 mg · kg^-1，pH=4.6，有效Se 11.52 μg · kg^-1，未检出Cd.

称取过20目筛的供试土壤并装盆，每盆3 kg，共计36盆.36盆土壤随机分成3组，每组12盆，分别添加外源Cd 0、0.50、5.00 mg · kg^-1(Cd以2CdCl₂ · 5H₂O 溶液的形式与过20目筛的风干土壤充分混匀)，进行Cd的熟化，熟化时间为50 d(期间保持土壤水分含量60%左右).Cd熟化结束后，将以上各组再随机分成3小组，每组4盆.向每组添加不同浓度外源Se(由Na₂SeO₃ · 5H₂O配置的Se溶液)至土壤Se含量分别达到0、0.25、1.00 mg · kg^-1，充分混匀，备用(薛瑞玲等，2011).

Se、Cd交互共9个处理，分别为CK(Cd0+Se0)、Cd0+Se0.25、Cd0+Se1.0、Cd0.5+Se0、Cd0.5+Se0.25、Cd0.5+Se1.0、Cd5.0+Se0、Cd5.0+Se0.25、Cd5.0+Se1.0，各处理设4个重复.

试验选取十字花科植物小白菜(Brassica chinensis L.)(白叶四月慢)为种植蔬菜，采用根箱(容量3 kg)栽培，将上述2.1节中处理好的土壤配合各种养分元素一起混匀后装入根箱.所有矿质养分以溶液加入土壤，大量元素用量为：N 0.20 g · kg^-1、P₂O₅ 0.15 g · kg^-1、K₂O 0.20 g · kg^-1，肥源分别为尿素、磷酸二氢铵和硫酸钾；微量元素以每千克土壤加入1 mL阿农营养液(1000倍)进行补充.向根箱内室中播入小白菜种子，待小白菜发芽后，保留长势一致并在根箱中分布均匀的3棵幼苗进行培养，其余幼苗间苗后还土.实验使用去离子水作为灌溉水源，并将根箱放置在防雨棚内进行生长管理.

待小白菜生长成熟后，分别采集各根箱根际及非根际土壤样品.土壤样品采集时，为消除因空气中的沉降物和灌溉淋洗对试验产生的影响，去除根箱各室2 cm表层土壤和2 cm底层土壤，剩余的非根际土壤全部获取.由于黄棕壤质地粘重，不适合采用抖土法收集根际土壤，在根箱试验条件下，取出根箱内室土壤，去除根系等植物残体后采集土壤样品.土壤样品风干后混合均匀，磨取过20目筛和过100目筛的土样，待测.

准确称取过100目筛的上述Cd处理土壤样品 0.50 g于三角瓶中，加入10 mL王水(浓盐酸+浓硝酸，体积比3 ∶ 1)，盖上弯颈漏斗浸泡过夜；然后置于电热板上加热(160 ℃)至黄色褪去，冷却后再加入10 mL高氯酸，继续加热至白烟散尽，剩余酸液约2 mL.消化完成后去离子水多次洗出消化液，过滤并定容至50 mL，用原子吸收分光光度计测定样品Cd含量(空白试验同时进行).

取无Cd处理组(即Cd0+Se0、Cd0+Se0.25、Cd0+Se1.0)过20目筛的根际与非根际土壤样品用于Cd的吸附解吸实验.样品研磨太细容易破坏土壤矿物晶体，可能会暴露出新的表面使土壤颗粒的总表面积增大，从而改变土壤对金属离子的吸附性能(宗良纲等，2003)，故本研究选用过20目筛土样用于Cd的吸附解吸实验.

准确称取上述土壤样品1.00 g，装入50 mL离心管中，各7份.分别加入不同量的Cd(NO₃)₂溶液和0.01 mol · L^-1的NaNO₃溶液，所有溶液均调pH至土壤本身pH，添加溶液总体积为20 mL，使吸附实验Cd的添加量分别为0、50、100、200、500、1000、1500 mg · kg^-1.离心管放置于25 ℃恒温摇床中以200 r · min^-1间歇振荡24 h，高速离心机中10000 g下离心10 min，取上清液用中速定量滤纸过滤，定容50 mL.用火焰原子吸收分光光度计测定滤液中Cd的含量(袁志业等，2013；张德乐等，2014；章明奎等，2007).重金属Cd的吸附量按照下列公式计算：

式中，q为Cd的吸附量(mg · kg^-1)，V为平衡溶液体积(mL)，C_i和C_e分别为初始溶液中Cd的浓度和平衡溶液中Cd的浓度(mol · L^-1)，m为土壤质量(g).

吸附试验数据采用Langmuir模型(2)和Freundlich模型(3)对吸附等温线进行拟合.

式中，q为吸附量(mg · kg^-1)，q_m为最大吸附量(mg · kg^-1)，C_e为平衡溶液的浓度(mg · L^-1)，k_L、k_F、n为吸附常数.

上述吸附实验结束后，在含有吸附实验残土的离心管中加入20 mL 0.01 mol · L^-1的NaNO₃溶液(调pH至土壤本身pH)，加盖后将土摇散并放置于25 ℃恒温摇床中以200 r · min^-1间歇振荡24 h，高速离心机中10000 g下离心10 min，取上清液中速定量滤纸过滤，定容50 mL.用火焰原子吸收分光光度计测定滤液中Cd的含量.解吸实验进行3次，合并3次解吸液测定的Cd含量，即为易解吸态Cd(非专性吸附)的量(孟庆欢等，2013).解吸量按照下列公式计算：

式中，S为重金属解吸量(mg · kg^-1)，C_i-1为前一提取液中Cd的浓度(mg · L^-1)，C_i为后一提取液中Cd的浓度(mg · L^-1)，V_i-1为前一级残留液体积(L)，V_i为后一提取液体积(L)， m土壤质量(g).

数据采用SPSS 18.0软件中的One-way ANOVA模块进行方差分析和显著性检验，采用LSD对数据进行多重比较，显著性水平定为α=0.05.Langmuir和Freundlich两种模型采用Excel进行运算和参数模拟.

不同剂量Se处理下，根际与非根际土壤Cd总量如表 1所示.由表 1可看出：不同Cd处理条件下，其根际土壤Cd含量均低于非根际土壤中Cd的含量；Cd添加量为0.50 mg · kg^-1时，根际土壤中，Se的施用量为0.25和1.00 mg · kg^-1的土壤Cd含量高于不施Se土壤中Cd含量，分别高出16.86%和13.41%；非根际土壤中，0.25 mg · kg^-1 Se处理较其余两种Se处理土壤中Cd的含量提高8.00%左右.结果表明，小白菜生长吸收根际土壤中的Cd，使得根际土壤形成了Cd“亏缺区”；同时，Se的施用可能降低了小白菜对Cd的吸收能力，也可能是Se与植物根系的相互作用降低了土壤中Cd的活性.因此，Se的施用提高了低剂量Cd处理下根际土壤的总Cd含量.

表 1(Table 1)

表 1 不同剂量Se处理对土壤Cd含量的影响 Table 1 Effect of different concentrations of Se on Cd content in the soil

表 1 不同剂量Se处理对土壤Cd含量的影响 Table 1 Effect of different concentrations of Se on Cd content in the soil 土壤类型 土壤Se添加量/(mg·kg-1) 土壤Cd含量/(mg·kg-1) 0.50 mg·kg-1处理 5.00 mg·kg-1处理 注：表中数据以均值±标准误表示，同一列不同字母间表示差异显著(p<0.05). 根际土 0 0.522±0.034c 4.636±0.244a 0.25 0.610±0.029abc 4.641±0.105a 1.00 0.592±0.033bc 4.634±0.204a 非根际土 0 0.657±0.033ab 4.934±0.099a 0.25 0.709±0.029a 4.795±0.039a 1.00 0.656±0.033ab 4.966±0.075a

不同Se处理的小白菜根际与非根际土壤对Cd的等温吸附线见图 1.由于各处理所用土壤因而性质相同，各土壤对Cd的等温吸附线趋势相同，其吸附量均随平衡溶液中Cd浓度的升高而趋于平衡.同时，随外源Cd加入量的增加，小白菜根际土壤等温吸附线上升的幅度要低于非根际土壤等温吸附线上升的幅度.在各个水平的外源Cd加入量中，根际土壤的Cd吸附量均低于非根际土壤对Cd的吸附量.而单就根际土壤或非根际土壤来看，不同剂量Se的施用处理没有显著影响到土壤Cd的等温吸附特征.

图 1(Fig.1)

图 1 各处理土壤对Cd的等温吸附线 Fig.1 Isotherm adsorption of Cd by soils

分别采用Langmuir和Freundlich两种模型对Se预处理小白菜土壤Cd吸附特征数据进行拟合，结果如表 2、3所示.

表 2(Table 2)

表 2 各土壤对Cd的等温吸附方程拟合参数(Langmuir) Table 2 Isotherm constants and characteristics of isotherm equations for Cd adsorption by soils(Langmuir)

表 2 各土壤对Cd的等温吸附方程拟合参数(Langmuir) Table 2 Isotherm constants and characteristics of isotherm equations for Cd adsorption by soils(Langmuir) 土壤类型 土壤Se添加量/(mg·kg-1) qm/(mg·kg-1) kL/(L·kg-1) R2 注: **p<0.01，下同. 根际土 0 698.80 0.20 0.9933** 0.25 761.73 0.18 0.9971** 1.00 766.31 0.17 0.9974** 非根际土 0 789.87 0.25 0.9976** 0.25 737.28 0.28 0.9966** 1.00 789.08 0.27 0.9968**

表 3(Table 3)

表 3 各土壤对Cd的等温吸附方程拟合参数(Freundlich) Table 3 Isotherm constants and characteristics of isotherm equations for Cd adsorption by soils(Freundlich)

表 3 各土壤对Cd的等温吸附方程拟合参数(Freundlich) Table 3 Isotherm constants and characteristics of isotherm equations for Cd adsorption by soils(Freundlich) 土壤类型 土壤Se添加量/(mg·kg-1) 1/n kF/(mg(1-1/n)·L1/n·kg-1) R2 根际土 0 0.69 100.93 0.9937** 0.25 0.68 104.04 0.9918** 1.00 0.69 101.27 0.9935** 非根际土 0 0.65 132.08 0.9918** 0.25 0.65 133.83 0.9910** 1.00 0.64 137.28 0.9909**

如表所示，Langmuir和Freundlich两种方程都能够很好地拟合不同处理土壤对Cd的等温吸附模型.其中，Langmuir方程中，参数q_m表示最大吸附值，可以用来比较不同处理的土壤的吸附容量，能够预测各土壤的理论饱和吸附量；而参数k_L则表示与结合能有关的吸附解吸平衡常数，其值大小反映了各土壤对Cd的吸附强度.在Freundlich方程中，参数k_F可以粗略地描述土壤的吸附能力；1/n值也是土壤对重金属Cd吸附作用亲和力的指标，1/n的值越小则表示土壤对重金属Cd的吸附作用力越大(Limousin et al.,2007).上述模型的参数模拟结果表明，非根际土壤对Cd的吸附容量、吸附能力及吸附作用力均大于根际土壤.而单就根际土壤或非根际土壤而言，不同剂量Se预处理对土壤Cd的等温吸附影响不大.

土壤对Cd的吸附作用分为专性吸附与非专性吸附，当解吸实验以0.01 mol · L^-1的NaNO₃溶液作为解吸介质时，解吸的Cd属于非专性吸附，这部分的解吸量与植物的吸收密切相关(Arias et al.,2005；郭观林等，2006).不同Se处理的小白菜根际与非根际土壤对Cd的等温吸附与解吸关系如图 2所示.由图可知，在土壤Cd的吸附量较低时，非根际土壤Cd的解吸量要低于根际土壤Cd的解吸量.随着吸附量的升高，根际土壤Cd的解吸线与非根际土壤Cd的解吸线也开始接近.为了进一步明确各处理土壤解吸量之间的差异，本文通过计算土壤Cd的解吸率来观察吸附数据的变化特征(表 4).

表 4(Table 4)

表 4 各处理土壤对Cd的吸附量和解吸率 Table 4 Adsorption amount and desorption ratio of Cd by soils

表 4 各处理土壤对Cd的吸附量和解吸率 Table 4 Adsorption amount and desorption ratio of Cd by soils 初始Cd浓度/(mg·L-1) 根际土 非根际土 0 mg·kg-1 Se 0.25 mg·kg-1 Se 1 mg·kg-1 Se 0 mg·kg-1 Se 0.25 mg·kg-1 Se 1 mg·kg-1 Se 吸附量 解吸率 吸附量 解吸率 吸附量 解吸率 吸附量 解吸率 吸附量 解吸率 吸附量 解吸率 注: 吸附量单位为mg · kg-1. 2.5 43.28 9.86% 43.37 8.62% 43.04 10.12% 45.09 8.09% 45.26 7.58% 45.34 7.05% 5 84.01 12.19% 85.15 11.62% 85.02 11.57% 89.58 9.14% 89.31 9.09% 90.43 8.11% 10 164.36 14.71% 165.46 13.58% 163.41 13.25% 172.89 10.59% 174.27 10.26% 174.22 11.04% 25 380.25 16.92% 379.87 17.09% 376.4 16.62% 404.87 14.85% 405.83 14.87% 402.71 14.38% 50 693.55 21.07% 704.27 19.73% 700.32 18.26% 736.17 17.52% 734.63 16.77% 739.63 17.04% 75 909.64 21.34% 901.93 20.99% 905.7 21.36% 975.05 18.28% 963.88 21.51% 966.18 20.12%

图 2(Fig.2)

图 2 土壤中Cd吸附量与解吸量之间的关系 Fig.2 Relationship between Cd adsorption rate and desorption rate by soils

随着Cd初始溶液浓度的升高，6种土壤的解吸率也均由10%左右上升至20%左右，表明土壤Cd的非专性吸附比例随Cd浓度的升高而增加，专性吸附趋于饱和；在Cd初始浓度较低时，非根际土壤样品的Cd解吸率要低于根际土壤Cd的解吸率，表明植物生长对植物根际土壤产生一定的影响，使根际土壤对Cd的专性吸附减少、非专性吸附增加.而在Cd初始浓度较高时(75.00 mg · L^-1)，根际土壤与非根际土壤对Cd的解吸率已经比较接近.在根际土壤或非根际土壤中，不同剂量Se预处理对土壤Cd的解吸率影响不大.

在Cd污染水平为0.50 mg · kg^-1的土壤中，土壤中添加低剂量Se(0.25 mg · kg^-1)可降低小白菜对Cd的吸收，这与郭锋等(2014)的研究结果基本一致.由本研究结果还可看出，低Cd污染水平(0.50 mg · kg^-1)下，由低剂量Se(0.25 mg · kg^-1)处理的根际土壤Cd含量升高，在一定程度上降低了非根际土壤中的Cd向根际土壤自由扩散的速度，导致0.25 mg · kg^-1 Se处理的非根际土壤总Cd含量也高于其它两个Se剂量的处理.

当土壤中Cd含量较高(5.00 mg · kg^-1)时，试验中根际土壤的总Cd含量要低于非根际土壤的总Cd含量，但并未表现出显著性差异，不同剂量Se处理的土壤总Cd含量也差异不大.究其原因可能是由于所种植的蔬菜为生物量较低的小白菜，其吸收并带走的Cd含量有限，在土壤Cd含量较高的土壤中未能对Cd含量的变化产生足够的影响.

影响土壤金属离子吸附解吸特性的主要因素包括pH、CEC、有机质、氧化铁形态等土壤因素.此外，实验采用支持电解质的种类与浓度也会对土壤金属离子吸附解吸特性造成影响.阳离子中Na⁺是一价离子且离子半径小，影响较小；Ca²⁺与Cd²⁺离子半径相近，其影响比Na⁺大.支持电解质中阴离子为NO^-₃，其离子浓度低于0.01 mol · L^-1时对Cd的吸附无影响；Cl^-对吸附影响则较大(宗良纲等，2003).本实验吸附解吸的支持电解质选取的是0.01 mol · L^-1的NaNO₃溶液，对土壤的吸附解吸作用影响可以忽略.土壤对重金属离子的吸附量主要与溶液中重金属离子的初始浓度有关，与土壤本身的理化性质关系不大.因此，当溶液中金属离子浓度较低时，土壤的吸附点位较多，大部分的重金属离子被吸附，此时的吸附以专性吸附为主；随着初始浓度的增大，专性吸附点位逐渐被饱和，非专性吸附增加，吸附点位相对减少，不同理化性质的土壤对重金属离子的吸附能力差异逐渐显现(Yu et al.,2002；Bradl，2004).本文中吸附解吸试验所选土壤为来自同一取土地点的酸性黄棕壤，其土壤性状本身无差别.在经历了小白菜的栽培后，相较于非根际土壤，根际土壤的Cd吸附容量、吸附能力和吸附作用力等参数明显降低.根际土壤与非根际土壤对重金属Cd的吸附解吸特性出现显著差异.究其原因，可能是因为小白菜根系在生长过程中向其生长的环境(根际土壤)释放有机酸等根系分泌物，改变了根际微域土壤的理化性质，进而影响了根际土壤对Cd的吸附解吸特性.王金贵等(2013)研究指出，土壤溶液中的有机酸和重金属Cd会共同竞争土壤表面的吸附点位而导致重金属Cd吸附容量和吸附能力的降低，增加了Cd向地下水、植物等其他环境迁移的可能性.本研究也证实了这一点.

吸附与解吸是重金属进入土壤后必然会发生的反应之一，土壤吸附作用的可逆性是评价土壤重金属累积作用造成潜在危害的关键(Ottosen et al.,2009).由于根际土壤受到小白菜根系分泌物的影响，土壤中有机酸含量升高，有机酸与Cd竞争土壤中的吸附点位，使得根际土壤对Cd的专性吸附减少，非专性吸附比例增加，土壤中Cd的环境风险升高.然而在本试验中，不同剂量Se预处理的小白菜根际土壤或非根际土壤对Cd的吸附解吸特性均未表现出显著性差异.出现该结果可能是因为研究选用十字花科的小白菜为试验蔬菜材料，而该科植物分泌根酸突出，对改变根际土壤微环境效果明显，酸环境促进土壤镉的溶解，或许抵消了Se降低Cd活性的效应；也可能是由于小白菜的生物量较低、根系不够发达、栽培时间较短等原因，使得外源Se对小白菜根系分泌物种类和数量的影响不够明显，不足以改变根际土壤对Cd的吸附解吸特性.目前，国内外罕见关于该问题的研究报道，因此，本研究现有数据尚不能从机理上解释该现象，深入研究尚需进一步开展.

1)在土壤Cd污染程度较轻(0.50 mg · kg^-1)的情况下，0.25 mg · kg^-1的外源Se预处理土壤能够有效地降低小白菜根际土壤Cd的有效性，降低小白菜对Cd的吸收.

2)与非根际土相比，种植小白菜后的根际土壤对Cd的吸附容量、吸附能力及吸附作用力都要小.深入研究发现，根际土壤Cd的非专性吸附比率要大于非根际土壤，由于蔬菜种植过程中的根系生理代谢活动，可能增加了土壤有机酸的含量，进而增加土壤Cd的环境风险.

3)经不同剂量Se预处理，无论根际土壤还是非根际土壤，其对Cd的吸附解吸特性并未表现出显著的差异.