鉀肥強化植物間作修復鎘鋅污染土壤效應研究

鄒嘉成，?，撔拢胃杜?，邢曉飛，陳國衛，諸葛玉平，婁燕宏

（1.山東農業大學資源與環境學院，土肥高效利用國家工程研究中心，山東 泰安 271018；2.山東省農業技術推廣中心，濟南 250100；3.德州市自然資源局，山東 德州 253000）

近年來，工業的快速發展以及長期濫用化肥與農藥等導致農田土壤重金屬污染加重，不僅造成了作物產量與品質的下降，而且嚴重危及人類的健康與生命安全[1]。Cd 是毒性極強的重金屬污染物之一[2]，會干擾植物的光合作用，致使植物生長緩慢甚至死亡[3?4]。Zn 是植物生長發育必需的微量營養元素[5]，參與多種酶（如醇脫氫酶、碳酸酐酶、RNA 聚合酶等）的合成[6?7]，但是土壤中存在過量的Zn 會打破植物體內的化學平衡[8]，對植物根系造成不可逆的損傷，從而抑制整株植物的生長發育[9]。據統計，我國有29個省區市發現了鉛鋅礦床并進行了逐步開采，但由于開采技術不成熟及尾礦的堆積，導致土壤中Zn的含量升高，而伴生元素Cd 也大量殘留在土壤中，造成嚴重的Cd?Zn 復合污染，致使周邊環境質量下降[10]。楊茹月等[11]的相關研究指出，我國受Cd、Zn 重金屬復合污染的土壤面積已達2.00×107hm2，受重金屬污染的糧食多達1.20×107t，經濟損失超過了200 億元，嚴重影響了我國的農業健康發展。因此，為了保障人類健康，促進農業綠色發展，必須采取科學高效的方法解決土壤重金屬污染難題。

傳統的土壤修復技術如使用鈍化劑或在土壤中添加客土等措施[12]在污染面積小、污染程度較重的地區修復效果較好，但是這些技術往往投資昂貴，而且大多數只能暫緩重金屬危害，無法徹底消除，甚至有的可能會造成二次污染[13]。超積累植物修復技術作為一種綠色可持續的原位修復方式，近年來成為了土壤污染修復領域的研究熱點，其具備修復成本低、耐受性強、不破壞土壤結構等優點，受到了國內外學者的廣泛關注[14]。柏佳等[15]的研究表明，土壤重金屬會被超積累植物根系分泌的有機酸活化，進而被超積累植物所吸收。不過，單獨種植超積累植物存在著修復年限長、超積累植物生長緩慢以及農民的經濟利益無法保障等問題，制約了超積累植物修復技術在實際農田生產中的推廣和應用[16]。通過農藝調控措施促進植物生長和提高重金屬植物有效性是強化超積累植物修復效率的重要措施。合理的水分管理與不同的種植模式是常用的兩種農藝調控措施，可以促進植物的生長發育，提高土壤中重金屬的生物有效性，顯著提高超積累植物的修復效率，有效降低土壤重金屬的污染濃度，同時獲得一定的經濟產出[17?18]。施肥技術是保障農作物增產的重要農藝措施之一，同時也是植物修復過程中十分必要的強化手段。鉀是植物必需營養元素，顯著促進植物的生長發育，合理施用鉀肥，在促進植物生長發育的同時還能有效改變土壤中的重金屬活性，提高植物的修復效率[19]。沈麗波等[20]研究了養分調控對伴礦景天生長及Cd、Zn吸收的影響，發現增施鉀肥顯著提高了伴礦景天的地上部Cd、Zn的含量。此外，郭俊娒等[21]探究了田間條件下增施肥料對八寶景天Cd 修復效率的影響，結果表明高鉀水平下八寶景天地上部的Cd含量較不施肥處理提高了29.3%，八寶景天的Cd 修復效率顯著提升。LIN 等[22]也發現施用鉀肥能夠顯著提高龍葵地上部Cd 含量。以上研究表明，施用鉀肥是強化超積累植物修復土壤重金屬污染的重要措施之一。

目前大部分研究僅重點關注了施肥對超積累植物修復效率的影響，或者是不同間作模式對超積累植物和作物吸收Cd、Zn的影響，而對施用鉀肥強化超積累植物間作作物修復重金屬污染土壤的效果缺乏全面系統的研究。因此，本試驗選擇小麥（Triticum aes?tivumL.）與伴礦景天（Sedum plumbizincicola）間作，通過研究不同類型鉀肥及其施用量對重金屬污染農田土壤pH 和Cd、Zn 有效性，以及對小麥與伴礦景天的生長發育和重金屬Cd、Zn吸收的影響，探討既能促進植株生長，又能取得良好的Cd、Zn污染土壤修復效果的最優鉀肥類型及用量，為提高植物修復效率、促進小麥生長發育提供理論依據和技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試小麥品種為我國黃淮北片麥區大面積推廣種植的濟麥22[23]。

供試超積累植物為伴礦景天[24]，由中國科學院南京土壤研究所提供。

供試肥料：氯化鉀（K2O≥60%），購自華墾國際貿易有限公司；硫酸鉀（K2O≥52%），購自山東青上化工有限公司。

供試土壤：采集自某一化工廠附近的污染農田表層土壤（0~20 cm），置于室內避光風干，去除石塊等雜質后，粉碎磨細，分別過1 mm 和0.15 mm 尼龍網篩，密封保存。土壤發生類型為潮土，土壤基本理化性質和重金屬含量測定結果如下：土壤pH 8.18，有機質含量18.1 g·kg?1，土壤全氮含量1.46 g·kg?1，土壤有效磷含量18.0 mg·kg?1，土壤有效鉀含量257 mg·kg?1，土壤全量Cd 含量1.27 mg·kg?1，土壤全量Zn 含量907 mg·kg?1，土壤有效態Cd 含量0.221 mg·kg?1，土壤有效態Zn含量47.6 mg·kg?1。

1.2 試驗設計

盆栽試驗在山東省泰安市山東農業大學資源與環境學院實驗站內進行。試驗用盆為長方形塑料盆（長35 cm，寬25 cm，高15 cm），每盆裝風干土4 kg。試驗共設7個處理，每個處理3次重復，共計21盆（表1）。

表1 盆栽試驗設計Table 1 Design of pot experiment

試驗于2019 年4 月5 日開始，肥料與土壤混勻后一次性裝入試驗用盆，每盆施入氮肥（尿素N 46%）2.5 g、磷肥（過磷酸鈣P2O512%）4.5 g。小麥撒播種植，覆土3~4 cm，伴礦景天扦插種植，生長一周后進行間苗，每盆留長勢良好且一致的4 株小麥和4 株伴礦景天。定期補充蒸餾水，盆栽土壤含水量保持在田間最大持水量的70%左右。

小麥和伴礦景天生長90 d 后（2019 年7 月4 日），采集土壤和植株樣品。采集的土壤樣品置于陰涼通風處自然風干，粉碎磨細后過1 mm 和0.15 mm 尼龍網篩，密封保存備用；植株樣品用蒸餾水洗凈，放入烘箱105 ℃殺青30 min，并在75 ℃下烘干48 h 至恒質量。烘干后，用不銹鋼粉碎機粉碎磨細，過1 mm尼龍網篩，密封備用。

1.3 測定項目與方法

土壤pH值采用電位法測定（水土比為2.5∶1）[25]。

土壤Cd、Zn 有效態含量采用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）萃取法測定[26]。利用HCl?HNO3?HF?HClO4混合土壤樣品，消化后采用原子吸收分光光度計（AA?7000，島津，日本）測定土壤樣品中Cd 和Zn 的總含量[27]。

植株Cd、Zn 含量測定：稱取0.5 g 植物樣品，與HNO3?HClO4混合消化，待樣品消解完全，冷卻至室溫后轉移到25 mL 容量瓶中，定容，采用原子吸收分光光度計（AA?7000，島津，日本）測定植物Cd、Zn含量。

1.4 數據分析

試驗數據采用Origin 2018做圖和SAS 9.3統計軟件進行統計分析和差異顯著性比較，多重比較采用LSD法（P＜0.05）。

單位質量土壤中植株Cd、Zn 積累量（mg）=植株Cd、Zn 濃度（mg·kg?1）×單位質量土壤中植株生物量（g）×103

土壤Cd、Zn 去除率（%）=（種植前土壤全量Cd、Zn含量?收獲后土壤全量Cd、Zn含量）/種植前土壤全量Cd、Zn含量

2 結果與分析

2.1 對土壤pH的影響

不同類型和用量的鉀肥施入土壤后對土壤酸堿度的影響顯著。隨著鉀肥施用量的增加，土壤pH 逐漸降低（圖1）。施用高量氯化鉀和硫酸鉀處理（HK1和HK2）土壤pH 值均顯著低于對照處理（CK），分別下降了0.322 和0.411。中量硫酸鉀處理（MK2）土壤pH 值顯著低于對照處理，但與中量氯化鉀處理（MK1）之間并無明顯差異。而低量的氯化鉀和硫酸鉀處理（LK1和LK2）土壤pH值與對照處理（CK）無顯著差異。

圖1 不同鉀肥處理土壤pH值Figure 1 Soil pH in different fertilizer treatments

2.2 對土壤重金屬Cd、Zn含量的影響

不同鉀肥處理土壤重金屬Cd 含量差異顯著（圖2A）。施用鉀肥后土壤總Cd 含量范圍在0.97~1.08 mg·kg?1，而對照處理（CK）土壤總Cd 含量是1.14 mg·kg?1。MK1 和HK1 處理土壤總Cd 含量均顯著降低，較CK 處理分別下降了8.8%和14.9%。LK1、LK2、MK2 和HK2 處理土壤總Cd 的含量與CK 處理的差異不顯著。

與CK 處理相比，各鉀肥處理土壤有效態Cd含量出現了不同程度的提高（圖2A）。CK 處理土壤有效態Cd 含量在所有處理中最低，僅為0.18 mg·kg?1。LK2 處理土壤有效態Cd 含量略高于CK 處理，兩者之間的差異并未達到顯著水平（P＜0.05）。土壤有效態Cd 含量以HK1 處理為最高，較CK 處理提高了52.6%。LK1、MK1、MK2 和HK2 處理之間土壤有效Cd 含量無顯著差異，但均顯著高于CK 處理，有效態Cd含量提高了16.7%~27.8%。

土壤總Zn 含量呈現出隨鉀肥施用量的增加而逐漸降低的趨勢（圖2B）。在所有處理中，土壤總Zn 含量的降幅最大的為HK1 處理，與CK 處理相比下降了3.5%。MK1 和HK2 處理之間土壤總Zn 含量未呈現出顯著差異，但均顯著低于CK 處理，分別降低了1.7%和1.8%。LK1、LK2 和MK2 處理間土壤總Zn 含量無顯著差異，且均與CK處理無顯著差異。

不同類型和用量的鉀肥施入土壤后，土壤有效態Zn 含量均出現了不同程度提高（圖2B）。MK1、HK1和HK2處理之間土壤有效態Zn含量未達到顯著差異水平，但均顯著高于CK 處理，分別為CK 處理有效態Zn 含量的1.30、1.52 倍和1.34 倍。另外LK1、LK2 和MK2 處理土壤有效態Zn 含量與CK 處理處于同一水平，均無明顯差異。

圖2 不同鉀肥處理土壤重金屬的含量Figure 2 The content of heavy metals in soil in different K?fertilizer treatments

在所有試驗處理中，土壤重金屬Cd 和Zn 有效化百分比（有效態含量/總含量）的范圍分別是15.9%~28.4%和5.3%~8.3%。不同處理土壤重金屬Cd 的有效化百分比順序為：HK1＞MK1＞HK2＞MK2＞LK1＞LK2＞CK；而不同處理土壤重金屬Zn 的有效化百 分 比 順 序 為：HK1＞HK2＞MK1＞LK1＞MK2＞LK2＞CK。說明施用鉀肥對土壤重金屬Cd、Zn 均具有較強的活化效果，且類型和施用量不同，活化效果不同。

2.3 對小麥幼苗的生長及Cd、Zn吸收的影響

不同類型與用量的鉀肥施入土壤后，對小麥生長的影響差異顯著（表2）。在所有處理中，小麥幼苗生物量較高的處理分別是HK1 和HK2，兩者分別是CK處理小麥幼苗生物量的1.26 倍和1.29 倍。而MK1 和MK2處理小麥幼苗的生物量盡管低于HK1和HK2處理，但兩個中量處理相較于CK 處理仍顯著提高了20.2%和13.3%。LK1 和LK2 處理小麥幼苗的生物量較CK處理略有增加，增幅分別為10.1%和7.3%。

各處理間小麥幼苗體內的Cd 濃度差異均不顯著，而不同處理小麥幼苗Cd 積累量存在差異（表2）。HK1 和HK2 處理小麥幼苗Cd 積累量較CK 處理有顯著的提升，提升的幅度分別為44.0%和38.5%。其余處理小麥幼苗Cd積累量之間均無顯著差異。

表2 不同鉀肥處理小麥幼苗的生物量及Cd、Zn含量Table 2 Biomass and the content of Cd and Zn in wheat seedlings in different K?fertilizer treatments

HK1和HK2處理小麥幼苗Zn積累量均顯著高于其他處理（MK1 處理除外），表明高量的氯化鉀和硫酸鉀能夠顯著促進小麥吸收重金屬Zn。MK1 和MK2處理間小麥幼苗Zn 積累量未達到顯著差異水平，但均顯著高于CK 處理（P＜0.05）。不同處理小麥幼苗Zn 濃度差異情況不同，HK1、MK1 和HK2 處理小麥幼苗Zn 濃度顯著高于CK 處理，而LK1、MK1 和MK2 處理小麥幼苗Zn 濃度和CK 處理小麥幼苗Zn 濃度并無顯著差異。

2.4 對伴礦景天的生長及Cd、Zn吸收的影響

不同類型和用量的鉀肥對伴礦景天的生長具有促進作用，且伴礦景天的生物量隨著施用量的增加而增大（表3）。施用高量氯化鉀（HK1）和中、高量硫酸鉀（MK2 和HK2）均顯著促進了伴礦景天的生長，伴礦景天的生物量較對照處理（CK）分別顯著提升了17.6%、13.3%和21.8%。LK1、MK1 和LK2 處理伴礦景天的生物量較CK 處理增加了5.0%~10.6%，但差異未達到顯著水平。

不同類型和用量的鉀肥處理伴礦景天的Cd、Zn濃度和積累量存在差異（表3）。MK1、HK1、MK2 和HK2 處理伴礦景天Cd、Zn 濃度及積累量均顯著高于CK 處理，而LK1 和LK2 處理伴礦景天Cd、Zn 濃度與CK 處理差異均未達到顯著水平（P＞0.05）。在所有處理中，HK1 處理伴礦景天Zn 濃度和Cd 積累量顯著高于其他處理。LK2 處理伴礦景天Cd 積累量顯著高于CK 處理，而LK1 處理伴礦景天Cd 積累量與CK 處理無顯著差異，這說明低量的硫酸鉀能促進伴礦景天對Cd 的吸收，而低量的氯化鉀作用不明顯。MK1、HK1、MK2和HK2處理伴礦景天Zn積累量相近，處理之間差異不顯著，但均顯著高于CK 處理；而LK1 和LK2 處理伴礦景天的Zn 積累量與CK 處理均無明顯差異。

表3 不同鉀肥處理伴礦景天的生物量及Cd、Zn含量Table 3 Biomass and the content of Cd and Zn in S.plumbizincicola in different K?fertilizer treatments

2.5 對土壤重金屬Cd、Zn去除率的影響

不同處理土壤Cd、Zn的去除率不同（表4）。與其他處理相比，HK1和MK1處理土壤Cd去除率較高，分別比CK處理高出了13.2個和7.8個百分點；HK1處理土壤Zn去除率顯著高于其他處理，比CK 處理提高了3.40 個百分點。MK1 和HK2 處理土壤Cd、Zn 去除率之間無顯著差異，但兩者均顯著高于CK 處理。LK1、LK2和MK2處理土壤Zn去除率無顯著差異。

表4 土壤Cd、Zn去除率（%）Table 4 Removal rates of soil Cd and Zn（%）

2.6 對不同指標的方差分析

鉀肥類型和鉀肥用量的雙因素分析結果表明，鉀肥類型和用量是土壤重金屬含量和有效態含量及其重金屬去除率的兩個重要影響因素（表5），而鉀肥用量是影響土壤pH、小麥幼苗和伴礦景天生物量、小麥幼苗Zn 濃度和伴礦景天Cd、Zn 濃度以及小麥幼苗和伴礦景天Cd、Zn 積累量的主要影響因子（表5）。鉀肥類型和用量的交互作用對土壤和植株指標無顯著影響。

表5 鉀肥類型與鉀肥用量對土壤及植株指標的方差分析Table 5 The variance analysis of K?fertilizer type and dose on different indexes of soil and plant

3 討論

通常來說，植物修復技術對土壤重金屬污染的治理效果與超積累植物密切相關。伴礦景天是近年來發現的一種超積累植物，具有生長快速、生物量高、對土壤重金屬Cd 與Zn 富集量大、修復重金屬污染土壤能力強等特點[28]。因此，本研究選擇小麥與伴礦景天間作種植修復污染土壤，遵循“邊生產、邊修復”的理念，以期在修復污染土壤的同時進行農業生產。試驗選擇施用氯化鉀和硫酸鉀兩種鉀肥和3 個不同用量，研究不同鉀肥類型與施用量對小麥間作伴礦景天修復Cd、Zn污染土壤的強化效應。

在本試驗條件下，施用氯化鉀和硫酸鉀均降低了土壤pH 值，其中，高量的氯化鉀和硫酸鉀降低土壤pH 值的效果最優。施入鉀肥后，土壤pH 值下降的原因可能是K+能夠將土壤膠體上的H+置換出來[29]，且隨著鉀肥施用量的增加，進入土壤中的K+增多，置換出的H+也增多，因此呈現出土壤pH 值隨鉀肥用量增加而降低的趨勢。土壤pH值降低也有可能受小麥幼苗和伴礦景天的根系分泌某些類型的低分子量有機酸的影響[30]，這些有機酸可以解離出H+[31]，從而導致土壤pH值下降。但也有研究發現氯化鉀與硫酸鉀能夠提高土壤pH 值，如王林等[32]在進行硫酸銨和氯化鉀強化龍葵（Solanum nigrumL.）修復Cd 污染土壤效果的試驗時，發現施用氯化鉀使土壤pH值升高，其認為氯化鉀中的K+會提高土壤的鹽基飽和度，而土壤pH 值在一定范圍內與鹽基飽和度成正比關系，因此施用鉀肥可能會提高土壤pH 值；劉平[33]的研究結果也指出，向土壤中添加磷酸二氫鉀一個月后，土壤pH值呈現上升趨勢。因此，土壤pH 值的降低或升高可能與鉀肥的類型和施用量有關。除此之外，土壤pH值還受土壤類型、氣候條件、小麥與伴礦景天品種等因素的影響，有待進一步研究。

施用氯化鉀和硫酸鉀能提高土壤中有效態Cd、Zn 含量，且隨著鉀肥用量的提升，土壤有效態Cd、Zn含量持續升高。出現這些結果可能是由于鉀肥中攜帶的K+在土壤顆粒表面中與Cd、Zn發生了交換作用，鉀肥用量的上升引起了重金屬Cd、Zn的可給性增強，土壤Cd、Zn 的有效態含量升高；其次，鉀肥中K+的伴隨陰離子能夠促進土壤重金屬形態轉化和溶解[34]，增強了重金屬的植物有效性。本試驗中，氯化鉀的伴隨陰離子Cl?具有很強的配位能力，能夠與重金屬元素形成相對穩定的絡合物[35]，如CdCl+和ZnCl+等，促使Cd、Zn 向土壤溶液遷移，從而提高了土壤Cd、Zn 的有效態含量。TU 等[36]以及ELOUEAR 等[37]的研究均表明施用氯化鉀增加了土壤中可提取態Cd、Zn的含量。土壤pH值也是影響土壤重金屬有效性的重要因素之一。一般認為，隨著土壤pH值增大，土壤重金屬活性逐漸降低，重金屬的植物有效性不斷下降[38?39]。本試驗各鉀肥處理的土壤pH 值隨著用量增高而降低，均低于對照處理，因此呈現出施用鉀肥后土壤重金屬Cd、Zn的有效態含量逐漸增高的趨勢。

在本試驗條件下，不同類型的鉀肥在同等施肥用量條件下對重金屬有效性的影響具有顯著差異。試驗結果表明施用氯化鉀提高土壤有效態Cd、Zn 含量的效果強于硫酸鉀，這可能是因為硫酸鉀的SO2?4對土壤Cd、Zn 的配位吸附能力低于氯化鉀的Cl?[40]，從土壤膠體上爭奪Cd、Zn，遷移進入土壤溶液的少，導致硫酸鉀處理中土壤有效態Cd、Zn 含量低于高量氯化鉀處理。此外，值得注意的是，施用鉀肥后土壤中有效態Cd 的比例高于Zn（圖2），這說明盡管土壤中Cd含量較低，但卻能帶來較高的環境風險[41]。

施用不同類型和用量的鉀肥促進了小麥幼苗和伴礦景天對Cd、Zn的吸收，尤其是當氯化鉀和硫酸鉀的施用量達到高量時，小麥幼苗和伴礦景天Cd、Zn積累量遠高于其他用量水平下的積累量，且高量氯化鉀對強化伴礦景天積累Cd 的效果最為顯著。薛培英等[42]和趙晶等[43]的研究結果與本試驗一致，均發現氯化鉀和硫酸鉀明顯提高了小麥的生物量，促進了小麥對Cd 的積累。沈麗波等[44]在研究養分調控對伴礦景天生長及Cd、Zn吸收的影響中指出，施用高量鉀肥會顯著促進伴礦景天的生長及其對Cd、Zn 的吸收。小麥幼苗和伴礦景天的Cd、Zn 積累量上升主要有兩個原因，其一是施用鉀肥有助于小麥幼苗和伴礦景天的生長發育，其生物量隨著鉀肥施用量的上升而逐漸增大，促使小麥幼苗和伴礦景天能從土壤中吸收更多的Cd和Zn；其二是施入氯化鉀和硫酸鉀后，兩者的伴隨離子Cl?和SO2?4與Cd2+和Zn2+結合，降低了土壤對Cd、Zn 的吸附，提高了有效態Cd、Zn 含量，促進了小麥幼苗和伴礦景天對Cd和Zn的吸收與積累。

在本試驗條件下，隨著氯化鉀和硫酸鉀施用量的增加，伴礦景天體內Cd、Zn 濃度和小麥體內的Zn 濃度均顯著提升，且伴礦景天Cd、Zn濃度均顯著高于小麥；而不同處理小麥體內Cd濃度之間無顯著差異，小麥Zn濃度之間差異顯著。這可能是由于氯化鉀和硫酸鉀能夠顯著促進超積累植物伴礦景天的快速生長，促進了其從土壤環境中吸收更多的Cd，與小麥幼苗產生了競爭性吸收，從而抑制小麥幼苗對Cd的吸收。另外，施用鉀肥后小麥幼苗生物量增加，引起的“稀釋效應”也緩解了小麥幼苗體內Cd濃度的上升，從而導致了小麥體內Cd 濃度變化不明顯。這與陳蘇等[45]的研究結果一致。各處理之間小麥幼苗體內Zn濃度的差異可能是不同處理小麥幼苗生物量的差異導致的；同時由于土壤中Zn 含量遠高于Cd 含量，土壤中存在足量的Zn 供小麥幼苗和伴礦景天吸收，即使小麥幼苗和伴礦景天對Zn 的吸收存在競爭以及生物“稀釋效應”，也不足以影響小麥幼苗對Zn 的吸收和積累，從而使不同處理小麥Zn濃度產生差異。

各鉀肥處理土壤Cd、Zn 含量較對照處理均有下降，這說明施用氯化鉀與硫酸鉀后，提高了小麥和伴礦景天的修復效率，土壤Cd、Zn去除率上升。當氯化鉀施用量增加至中、高量時，土壤Cd、Zn 的去除率高于其他處理，對重金屬Cd、Zn污染土壤的修復效果顯著。SCHMIDT 等[46]的研究表明，施用硫酸銨和氯化鉀能顯著提高植物和超積累植物修復Cd、Zn 污染的效率，這與本試驗的研究結果一致。本試驗鉀肥提高Cd、Zn 去除率主要是由于鉀肥促進了小麥和伴礦景天生長，且帶入的伴隨陰離子Cl?和SO2?4可通過和土壤重金屬離子配位結合從而促進重金屬離子從土壤膠體遷移進入土壤溶液，促進了植物吸收，從而降低了土壤Cd、Zn 含量。由于SO2?4與重金屬離子配位結合能力低于Cl?，施用硫酸鉀的土壤中重金屬Cd、Zn的植物有效性低于施用氯化鉀的土壤，因此施用氯化鉀處理的土壤重金屬Cd、Zn 的去除率要高于施用硫酸鉀處理。

4 結論

（1）隨著氯化鉀和硫酸鉀施用量的增大，土壤pH和土壤Cd、Zn含量逐漸降低，土壤有效態Cd、Zn含量逐漸升高。

（2）在小麥間作伴礦景天的種植模式下，施用氯化鉀和硫酸鉀提高了小麥幼苗和伴礦景天的生物量，與對照處理相比，提升幅度范圍分別為7.3%~29.2%和5.0%~21.8%。

（3）施用高量氯化鉀與硫酸鉀均能顯著提高小麥幼苗Cd、Zn積累量。中、高量的氯化鉀和硫酸鉀提高伴礦景天Cd、Zn積累量的效果優于其他施肥處理。

（4）氯化鉀施用量200 mg·kg?1既能夠降低土壤pH，又能提高伴礦景天的Cd、Zn 積累量及其修復效率，并促進小麥幼苗的生長，是方法簡單、可操作性強、具有實用價值的強化小麥間作伴礦景天修復Cd、Zn污染農田土壤的施肥技術措施。