曾秀君，程 坤，黃學(xué)平，傅志強，何國慶

(南昌工程學(xué)院，江西 南昌 330099)

土壤是人類及其他生物賴以生存的物質(zhì)基礎(chǔ)，在生態(tài)系統(tǒng)中具有重要作用。近年來，隨著工農(nóng)業(yè)飛速發(fā)展，尤其是礦產(chǎn)資源開發(fā)、農(nóng)業(yè)污水灌溉和農(nóng)藥化肥大量施用[1-3]等造成的土壤重金屬污染日趨嚴峻。土壤中重金屬被認為是最嚴重的土壤污染物[4]。與其他土壤污染物不同，重金屬通常具有很強毒性且不可被生物降解，所以重金屬污染土壤的修復(fù)和治理具有一定難度。因此，如何安全有效地控制和治理土壤重金屬污染已成為亟待解決的環(huán)境和社會問題。施用土壤調(diào)理劑可以有效固定土壤重金屬，從而改變重金屬在土壤中賦存形式，降低其遷移性和生物有效性。CUI等[5]研究認為隨著石灰施用量的增加，土壤中Cu、Cd遷移率顯著下降；杜志敏等[6]研究發(fā)現(xiàn)施用石灰能顯著降低Cu、Cd活性，促進黑麥草生長。而腐植酸對土壤重金屬活性也具有一定抑制效果，同時還可改良土壤結(jié)構(gòu)，調(diào)節(jié)土壤養(yǎng)分[7]。袁興超等[8]采用大田試驗與盆栽試驗相結(jié)合方法研究，發(fā)現(xiàn)腐植酸對玉米產(chǎn)量有增加作用。目前，許多研究都集中在單一調(diào)理劑對重金屬污染土壤的修復(fù)[9-10]，對有機-無機復(fù)合調(diào)理劑修復(fù)重金屬污染土壤的報道較少。而且有研究[11]表明，采用單一調(diào)理劑修復(fù)重金屬污染土壤時，其施用量通常較大且需要長期連續(xù)施用，這極易破壞土壤結(jié)構(gòu)，增加地表和地下水污染風(fēng)險，造成植物營養(yǎng)匱乏等問題。

選取廣東省韶關(guān)市某Pb、Cd污染農(nóng)田土壤進行盆栽試驗，以黑麥草為指示植物，選用石灰和腐植酸作為調(diào)理劑對土壤進行處理，研究2種調(diào)理劑單獨和配合施用對土壤理化性質(zhì)、土壤Pb和Cd有效態(tài)、黑麥草生長以及黑麥草吸收積累Pb、Cd的影響，探討石灰與腐植酸對土壤Pb、Cd生物有效性的調(diào)控效率，以期為重金屬污染土壤修復(fù)提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

1.1.1供試土壤

供試土壤采自廣東省仁化縣某大型冶煉廠(25°05′59″ N、113°39′04″ E)周邊農(nóng)田污染土壤，類型為砂質(zhì)壤土。因長期受冶煉廠大量廢水、廢渣的污染，土壤中Pb、Cd含量明顯高于風(fēng)險篩選值。土壤取樣深度為0～20 cm，鮮土采集后于陰涼處自然風(fēng)干，剔除石塊、動物和植物根茬等雜物后研磨過2 mm孔徑篩，充分混勻，備用。土壤基本理化性質(zhì)：pH值為5.1，w(有機質(zhì))為28.9 g·kg-1，w(全氮)為1.6 g·kg-1，w(堿解氮)為127.0 mg·kg-1，w(全磷)為0.365 g·kg-1，w(速效磷)為17.769 mg·kg-1，w(全鉀)為9.13 g·kg-1，w(有效鉀)為46.00 mg·kg-1，w(Pb)為214.68 mg·kg-1，w(Cd)為1.26 mg·kg-1，其他重金屬含量均小于GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染標準》農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值。

1.1.2供試植物

試驗選用南方多年生黑麥草(Loliumperenne)為受試植物，購于上海天成草業(yè)服務(wù)有限公司。

1.1.3供試調(diào)理劑

石灰基本理化性質(zhì)：pH值為12.1，Pb含量為2.78 mg·kg-1，Cd含量為0.12 mg·kg-1，研磨后過0.25 mm孔徑篩。

腐植酸基本理化性質(zhì)：pH值為4.5，Pb、Cd未檢出，研磨后過0.25 mm孔徑篩。

1.1.4水溶性肥料

購于施可得園藝肥料(武漢)有限公司，養(yǎng)分含量分別為ρ(N)≥30 g·L-1,ρ(P2O5)≥14 g·L-1,ρ(K2O)≥16 g·L-1,ρ(Fe)≥0.14 g·L-1,ρ(Mn)≥0.06 g·L-1，Pb、Cd未檢出。

1.2 試驗設(shè)計與處理

試驗共設(shè)置8個處理，每個處理設(shè)置4個重復(fù)，各處理調(diào)理劑添加量見表1。

表1 各處理調(diào)理劑添加量

Table 1 The treatments and ratio of conditioner content to soil mass

處理添加量w/%石灰腐植酸CK0 0TI0.20T201T302T405T50.21T60.22T70.25

供試土壤與調(diào)理劑充分混勻后裝盆，每盆裝土500 g(盆直徑為11.1 cm,高為10.8 cm)，澆水至土壤田間持水量的約70%，平衡1周后，每盆均勻撒入南方多年生黑麥草種子50粒，放置于室內(nèi)培養(yǎng)架上，光照與黑暗時間各12 h·d-1，光照強度為120 μmol·m-2·s-1，控制溫度為20～35 ℃，待種子出苗后，每盆定苗30株，并按農(nóng)田土壤最佳施用量300 kg·hm-2(以N計)，將水溶性肥料稀釋后施于土壤中，期間根據(jù)每盆土壤水分狀況將盆栽土壤含水率調(diào)節(jié)為土壤飽和含水率的約70%。60 d后進行破壞性采樣，采集黑麥草地上部和根部，采用自來水和去離子水沖洗干凈，并用吸水紙吸干、稱鮮重，105 ℃ 條件下殺青30 min，70 ℃條件下烘干，稱重，磨碎備用。同時采集盆栽土壤樣品，自然風(fēng)干后過0.15 mm孔徑篩以供土壤有機質(zhì)和重金屬含量測定。

1.3 樣品分析

土壤pH值測定參照LY/T 1239—1999《森林土壤pH值的測定》。土壤有機質(zhì)采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法測定。黑麥草地上部和根系Pb、Cd含量及土壤重金屬總含量經(jīng)HNO3-HClO4(體積比為4∶1)消煮、土壤有效態(tài)Pb、Cd含量經(jīng)0.01 mol·L-1CaCl2浸提后，采用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS，Agilent 7700X，美國)測定，同時每批樣做空白試驗。樣品分析過程中采用國家標準樣品GSB 04-1742-2004和GSB 04-1721-2004進行質(zhì)量控制。標樣回收率范圍為88%～103%。

1.4 數(shù)據(jù)處理

實驗數(shù)據(jù)采用Microsoft excel 2013軟件進行匯總，采用SPSS 19.0軟件進行Person相關(guān)性分析，采用方差分析和多重比較(Duncan檢驗)法分析不同處理數(shù)據(jù)間顯著性差異(P<0.05)，最后利用Origin 9.0軟件繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同調(diào)理劑處理對土壤pH值和有機質(zhì)含量的影響

由圖1可知，石灰和腐植酸不同處理對土壤pH的影響存在顯著差異。與CK處理(pH值為5.23)相比，T1、T5、T6和T7處理分別使土壤pH提高1.44、1.21、1.11和0.71，其中單施石灰處理T1的土壤pH提升效果最為明顯。而單施腐植酸處理T2、T3和T4對土壤pH影響較小，除T4處理較對照降低約0.17外，其他處理與對照間無顯著差異。

同一分圖中，直方柱上方英文小寫字母不同表示不同調(diào)理劑處理間某指標差異顯著(P<0.05)。各處理含義見表1。

由圖1可知，各處理有機質(zhì)含量平均范圍為25.35～51.71 g·kg-1，與CK處理相比，施加調(diào)理劑處理均可不同程度增加土壤有機質(zhì)含量，由大到小表現(xiàn)為T7>T4>T6>T3>T5>T2>T1>CK。其中石灰與腐植酸共同施用對土壤有機質(zhì)含量的提升效果優(yōu)于單施石灰或腐植酸，且隨著腐植酸劑量增加，土壤有機質(zhì)含量逐漸增加。

2.2 不同調(diào)理劑處理對土壤有效態(tài)Pb、Cd含量的影響

不同調(diào)理劑處理對土壤有效態(tài)Pb、Cd含量的影響見圖2。

同一分圖中，直方柱上方英文小寫字母不同表示不同調(diào)理劑處理間某指標差異顯著(P<0.05)。各處理含義見表1。

由圖2可知，石灰和腐植酸不同處理對土壤有效態(tài)Pb含量的影響差異顯著。單施腐植酸時，T2和T3處理有效態(tài)Pb含量較CK處理顯著上升，而T4處理有效態(tài)Pb含量顯著低于CK處理(P<0.05)。與CK處理相比，T1、T5、T6和T7處理土壤有效態(tài)Pb含量均顯著降低，其中T7處理降低幅度最大，為89.45%；其次為T6、T5和T1處理，降低幅度分別為89.24%、84.33%和44.60%(P<0.05)。

由圖2可知，與CK處理相比，施加調(diào)理劑處理均可顯著降低土壤有效態(tài)Cd含量。其中單施腐植酸處理降低幅度為5.13%～48.61%，且隨著腐植酸施用量的增加，有效態(tài)Cd含量降低幅度逐漸增大。各施加石灰處理土壤有效態(tài)Cd含量均顯著小于其他處理，T1、T5、T6和T7處理較CK處理分別降低93.53%、92.98%、92.75%和89.63%(P<0.05)。

2.3 不同調(diào)理劑處理對黑麥草生物量的影響

由圖3可知，石灰和腐植酸不同處理黑麥草各部位生物量均顯著增加。黑麥草地上部生物量平均為12.94～18.43 g，與CK處理相比，施加調(diào)理劑處理黑麥草地上部生物量增幅約為17.64%～42.36%，T6處理增加幅度最大，為42.36%，其次為T2處理，增加40.09%。黑麥草地下部生物量平均為2.49～6.22 g，T6處理黑麥草地下部生物量最大，為6.22 g，比CK處理高150.01%；其次為T5、T7、T4、T1和T2處理，分別比CK處理高115.40%、87.58%、86.94%、69.19%和61.20%，但各處理間差異不顯著；T3處理比CK處理高5.92%，但差異不顯著。由此可見，T6處理對黑麥草生長促進作用最優(yōu)。

同一分圖中，直方柱上方英文小寫字母不同表示不同 調(diào)理劑處理間生物量差異顯著(P<0.05)。各處理含義見表1。

2.4 不同調(diào)理劑處理對黑麥草地上部和地下部Pb、Cd含量的影響

石灰與腐植酸不同處理對黑麥草吸收和積累Pb的影響見表2。

表2 不同調(diào)理劑處理對黑麥草吸收和積累Pb、Cd的影響

Table 2 Effects of different treatments on Pb and Cd content and accumulation in ryegrass

處理w(地上部Pb)/(mg·kg-1)w(地下部Pb)/(mg·kg-1)Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)w(地上部Cd)/(mg·kg-1)w(地下部Cd)/(mg·kg-1)Cd轉(zhuǎn)運系數(shù)CK50.13±2.94a113.71±2.07a0.442±0.033ab1.33±0.07a1.63±0.14cd0.824±0.029aT131.50±1.05c58.42±6.44e0.554±0.046a1.03±0.06b2.25±0.19a0.462±0.020cT242.12±1.32b94.45±4.38b0.450±0.030ab1.03±0.08b1.27±0.10def0.824±0.094aT340.35±0.24b88.59±3.45bc0.458±0.017ab0.83±0.08bc1.17±0.07ef0.712±0.069abT438.49±2.11b75.66±6.78cd0.525±0.064a0.54±0.04d0.96±0.05f0.568±0.059bcT527.76±1.55cd60.28±3.99e0.465±0.032ab0.96±0.02bc1.81±0.03bc0.530±0.015cT626.74±0.81cd56.52±1.58e0.475±0.023ab0.91±0.07bc2.17±0.27ab0.439±0.053cT725.81±1.75d68.69±6.06de0.387±0.047b0.78±0.09c1.59±0.05cde0.489±0.052c

同一列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示不同調(diào)理劑處理間某指標差異顯著(P<0.05)。各處理含義見表1。

由表2可知，黑麥草地下部Pb含量均大于地上部，且與CK處理相比，各調(diào)理劑處理均能顯著降低黑麥草地上部和地下部對Pb的吸收。T2、T3和T4處理地上部Pb含量較CK處理分別顯著降低15.99%、19.52%和23.23%，但各處理間差異不顯著；T5、T6和T7處理地上部Pb含量較CK處理分別顯著降低44.62%、46.66%和48.52%，各處理間差異亦不顯著(P<0.05)。對于黑麥草地下部Pb含量，與CK處理相比，單施腐植酸處理(T2、T3、T4)均能顯著降低黑麥草地上部Pb含量，且隨腐植酸施用量的增加呈顯著下降趨勢，以T4處理降低幅度最大；與CK處理相比，T1、T5、T6和T7處理黑麥草地下部Pb含量分別顯著降低約48.63%、46.99%、50.29%和39.59%，各處理間差異不顯著(P<0.05)。

轉(zhuǎn)運系數(shù)(TF)為黑麥草地上部重金屬含量與地下部重金屬含量的比值。經(jīng)計算，不同處理黑麥草Pb轉(zhuǎn)運系數(shù)范圍為0.387～0.554，且各處理間無顯著差異，因此施加調(diào)理劑處理對黑麥草轉(zhuǎn)運系數(shù)無明顯影響。

由表2可知，黑麥草地下部Cd含量均大于地上部。與CK處理相比，石灰與腐植酸不同處理均能顯著降低黑麥草地上部Cd含量，降低幅度為22.76%～59.62%，其中T4處理黑麥草地上部Cd含量最低，比CK處理低約59.62%(P<0.05)。對于黑麥草地下部Cd含量，T1與T6處理比CK處理顯著高約37.77%和32.65%；T2、T3和T4處理比CK處理顯著低約22.21%、28.21%和41.22%(P<0.05)，其中隨腐植酸施加量的增大，黑麥草地下部Cd含量逐漸減少。

不同處理黑麥草地上部-地下部Cd轉(zhuǎn)運系數(shù)范圍為0.439～0.824，除T2與CK處理無顯著差異外，其他各處理Cd轉(zhuǎn)運系數(shù)較對照均有不同程度降低。

2.5 黑麥草各部位Pb、Cd含量與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析

2.5.1黑麥草各部位Pb、Cd含量與土壤有效態(tài)Pb、Cd的相關(guān)關(guān)系

黑麥草地上部和地下部Pb含量與土壤中有效態(tài)Pb含量的相關(guān)關(guān)系見圖4。

樣本數(shù)n=32。各處理含義見表1。

由圖4可知，黑麥草對Pb的吸收能力與土壤中有效態(tài)Pb含量有著密切聯(lián)系。黑麥草地上部和地下部Pb含量與土壤中有效態(tài)Pb含量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.001)，相關(guān)系數(shù)r分別為0.823和0.776，即土壤中有效態(tài)Pb含量的減少可降低黑麥草地上部和地下部對Pb的吸收積累，因此可通過增加(或減小)土壤中有效態(tài)Pb含量來提高(或降低)黑麥草對Pb的吸收。

黑麥草地上部和地下部Cd含量與土壤中有效態(tài)Cd含量的相關(guān)關(guān)系見圖4。由圖4可知，黑麥草地上部Cd含量與土壤中有效態(tài)Cd含量的相關(guān)關(guān)系未達顯著水平，而黑麥草地下部Cd含量與土壤有效態(tài)Cd含量呈顯著負相關(guān)關(guān)系(P<0.05，r=-0.524)。

2.5.2土壤有效態(tài)和黑麥草各部位Pb、Cd含量與土壤pH和有機質(zhì)含量的相關(guān)關(guān)系

由表3可知，土壤pH與土壤有效態(tài)Pb、Cd含量均呈極顯著負相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.813和-0.843。土壤有機質(zhì)含量與土壤有效態(tài)Pb、Cd含量亦呈負相關(guān)關(guān)系，但相關(guān)性不顯著。土壤pH與黑麥草地上部Pb、Cd含量呈極顯著負相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，相關(guān)系數(shù)分別為-0.749和-0.743，而與黑麥草地下部Cd呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01，r=0.787)。土壤有機質(zhì)含量與黑麥草各部位Pb、Cd含量均呈負相關(guān)關(guān)系，其中土壤有機質(zhì)含量與黑麥草地上部Pb含量以及地下部Pb和Cd含量分別呈顯著、極顯著和顯著負相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為-0.400、-0.739和-0.358。

表3 土壤有效態(tài)及黑麥草各部位Pb、Cd含量與土壤pH和有機質(zhì)含量的相關(guān)系數(shù)

Table 3 Correlation coefficients of Pb, Cd contents in soil available state and various parts of ryegrass with soil pH value and organic matter contents

指標有效態(tài)含量黑麥草地上部含量黑麥草地下部含量PbCdPbCdPbCdpH-0.813??-0.843??-0.749??-0.743??0.1270.787??有機質(zhì)-0.318-0.320-0.400?-0.290-0.739??-0.358?

樣本數(shù)n=32。**表示在α=0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)；*表示在α=0.05水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)。

3 討論

土壤中重金屬總量是衡量重金屬污染程度及對人體健康和生態(tài)環(huán)境影響程度的重要指標，但其往往不能代表其生物有效性[12]，且土壤中重金屬的生物地球化學(xué)行為很大程度上取決于其游離態(tài)含量[13]。因此，研究土壤中重金屬的有效態(tài)含量對于評價土壤修復(fù)效果是非常有必要的[14]。施用調(diào)理劑可以改良土壤理化性質(zhì)，使重金屬固定或轉(zhuǎn)變?yōu)榭衫脩B(tài)被植物吸收并去除，從而達到修復(fù)重金屬污染土壤的目的。

土壤pH[15]和有機質(zhì)含量[16]是影響重金屬生物有效性的重要因素。筆者研究發(fā)現(xiàn)土壤中Pb、Cd有效態(tài)含量與土壤pH均呈極顯著負相關(guān)關(guān)系(P<0.01,表3)，這與前人研究結(jié)果[17-18]一致。這是因為土壤pH升高能加強土壤螯合能力，使土壤對重金屬的吸附能力增強，從而降低土壤中重金屬生物有效性。除T2處理外，筆者研究中添加石灰和腐植酸作為調(diào)理劑均能顯著降低土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量，但單施石灰處理對降低土壤有效態(tài)Pb、Cd含量效果優(yōu)于單施腐植酸處理(圖2)。錢海燕等[19]通過研究石灰和鈣鎂磷肥對Cu、Zn污染土壤的影響發(fā)現(xiàn)，施用適量石灰能顯著降低土壤有效態(tài)Cu、Zn含量，分別較對照減少27.5%和53.7%；于紅艷等[20]通過向100 g土壤中添加30 mg腐植酸發(fā)現(xiàn)，腐植酸對土壤中有效態(tài)重金屬Zn、Cu、Pb和Ni的去除率分別達到28.9%、64.7%、31.0%和53.5%，筆者研究結(jié)果與之一致。石灰與腐植酸作為調(diào)理劑能顯著影響土壤重金屬活性及遷移能力。石灰是重金屬污染土壤鈍化修復(fù)常用的無機材料，其對重金屬的改良效果較好，這可能是因為石灰施入土壤后可提高土壤pH值，一方面增加了黏土礦物和有機質(zhì)等表面的膠體負電荷，促使土壤膠體對重金屬離子的吸附；另一方面由于氫離子濃度降低，競爭作用減弱，促使重金屬離子與CO32-或OH-結(jié)合形成碳酸鹽或氫氧化物等沉淀[21]，降低土壤中Pb、Cd的生物有效性，從而抑制植物對Pb、Cd的吸收。而腐植酸[22]是一種帶負電荷的高分子兩性有機物質(zhì)，施入土壤后可顯著增加土壤有機質(zhì)水平，且其表面具有較多的羧基、羥基、酚羥基和甲氧基等含氧官能團，能與土壤中重金屬離子發(fā)生吸附、絡(luò)合和螯合等作用，形成有機-金屬絡(luò)合物和吸附物，從而影響重金屬離子遷移轉(zhuǎn)化，降低土壤中Pb、Cd活性。

有報道[23]發(fā)現(xiàn)無機和有機調(diào)理劑混合施用對降低土壤有效態(tài)的效果更好。筆者研究也發(fā)現(xiàn)石灰配施腐植酸對w(有效態(tài)Pb)的降低效果優(yōu)于單獨施加石灰或腐植酸處理，且復(fù)合處理中以石灰配施5%腐植酸處理的降低效果最佳(圖2)。與對照相比，石灰配施1%和2%腐植酸處理對降低有效態(tài)Cd含量的效果優(yōu)于其他處理。這可能是因為石灰和腐植酸混合后能夠改變彼此理化性質(zhì)，添加腐植酸可以彌補石灰自身養(yǎng)分不足，而添加石灰則能夠為土壤中微生物提供良好生存環(huán)境，從而降低土壤中重金屬Pb、Cd含量。石灰與腐植酸復(fù)合作用對農(nóng)田土壤Pb、Cd含量的影響與單施石灰或腐植酸不同，不是2種物料作用結(jié)果的簡單疊加，而是存在明顯交互作用。不同調(diào)理劑對不同重金屬有不同程度的影響，最佳調(diào)理材料及施加比例因重金屬種類而異。

植物生物量和各部位吸收重金屬含量是評價植物受重金屬毒害程度的重要指標。筆者研究中，石灰與腐植酸及其復(fù)合作用均能顯著增加黑麥草各部位生物量，特別是石灰配施2%腐植酸處理的黑麥草地下部生物量較對照提高150.01%(圖3)。前人研究[24]結(jié)果也表明，在多種重金屬復(fù)合污染土壤中施加石灰能明顯改善小白菜生長，使小白菜生物量較對照提高99.0%；在砷污染土壤中施加腐植酸，玉米株鮮重、株干重和根干重與對照相比都有不同程度增加[25]。這可能是因為腐植酸作為調(diào)理劑能顯著增加土壤中氮和有機質(zhì)含量，而施加石灰可以使土壤形成團粒結(jié)構(gòu)，使土壤疏松，有吸水保肥作用，利于植物生長。

土壤中重金屬以有效態(tài)形式存在時易發(fā)生遷移和被植物吸收，調(diào)理劑能通過降低土壤中重金屬有效態(tài)含量從而減小植物對重金屬的吸附量，進而降低重金屬對植物的毒害程度。筆者研究中，石灰和腐植酸不同處理對黑麥草各部位重金屬吸收的影響表現(xiàn)出較大差異，各處理均可顯著降低黑麥草各部位對Pb的吸收，且石灰配施腐植酸處理對降低黑麥草吸收Pb的效果優(yōu)于其他處理，其中以石灰配施5%腐植酸處理降低效果最佳(表2)。石灰和腐植酸不同處理能明顯降低土壤中有效態(tài)Pb含量，減弱黑麥草對Pb的吸收，由石灰與腐植酸作用下黑麥草不同部位Pb含量與土壤重金屬有效態(tài)Pb含量相關(guān)關(guān)系中也可以看出兩者呈顯著正相關(guān)關(guān)系，因而隨著土壤有效態(tài)Pb含量的降低，植物中富集的Pb也顯著降低。筆者研究也發(fā)現(xiàn)除T1、T5和T6處理黑麥草地下部對Cd的吸收增加外，其他處理黑麥草對Cd的吸收均不同程度降低，其中以單施5%腐植酸處理降低效果最顯著。黑麥草地下部Cd含量與土壤有效態(tài)Cd含量呈顯著負相關(guān)關(guān)系，這可能與不同調(diào)理劑處理黑麥草地下部Cd含量高于對照有關(guān)。封文利等[26]研究表明0.15 kg·m-2石灰調(diào)控對降低土壤重金屬有效態(tài)含量有顯著效果，同時也可顯著降低水稻各部分重金屬含量，筆者研究結(jié)果與之一致。這也可能是因為石灰或腐植酸中的某些物質(zhì)參與競爭植物根系上的吸附點位，從而抑制植物對重金屬Pb的吸收，減輕土壤中重金屬對植物的毒性效應(yīng)。不過有研究[27]表明在腐殖酸濃度較高的處理中，植物組織中Cd和Pb含量可相應(yīng)增高。需要指出的是，由于土壤環(huán)境和石灰與腐植酸自身的復(fù)雜性，筆者研究未考慮不同濃度梯度石灰與腐植酸復(fù)合處理對土壤重金屬有效態(tài)、形態(tài)及植物吸收重金屬效果的影響，今后可加強石灰與腐植酸對土壤-植物系統(tǒng)中重金屬鈍化作用的研究。

4 結(jié)論

單一及復(fù)配石灰與腐植酸處理均能顯著增加黑麥草生物量，且能顯著降低黑麥草地上部對Pb和Cd的吸收累積。除單施腐植酸外，其他處理均能提高土壤pH值，并顯著降低土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量；而除單施石灰外，其他處理均能顯著提高土壤有機質(zhì)含量。綜合來看，石灰與腐植酸共同作用對促進黑麥草生長，降低黑麥草中Pb、Cd含量以及土壤中有效態(tài)Pb、Cd含量的效果優(yōu)于單一施用石灰或腐植酸，其中以石灰配施5%腐植酸效果為最佳。