钾肥强化植物间作修复镉锌污染土壤效应研究

邹嘉成，牛莹新，宋付朋*，邢晓飞，陈国卫，诸葛玉平，娄燕宏

（1.山东农业大学资源与环境学院，土肥高效利用国家工程研究中心，山东 泰安 271018；2.山东省农业技术推广中心，济南 250100；3.德州市自然资源局，山东 德州 253000）

近年来，工业的快速发展以及长期滥用化肥与农药等导致农田土壤重金属污染加重，不仅造成了作物产量与品质的下降，而且严重危及人类的健康与生命安全[1]。Cd 是毒性极强的重金属污染物之一[2]，会干扰植物的光合作用，致使植物生长缓慢甚至死亡[3−4]。Zn 是植物生长发育必需的微量营养元素[5]，参与多种酶（如醇脱氢酶、碳酸酐酶、RNA 聚合酶等）的合成[6−7]，但是土壤中存在过量的Zn 会打破植物体内的化学平衡[8]，对植物根系造成不可逆的损伤，从而抑制整株植物的生长发育[9]。据统计，我国有29个省区市发现了铅锌矿床并进行了逐步开采，但由于开采技术不成熟及尾矿的堆积，导致土壤中Zn的含量升高，而伴生元素Cd 也大量残留在土壤中，造成严重的Cd−Zn 复合污染，致使周边环境质量下降[10]。杨茹月等[11]的相关研究指出，我国受Cd、Zn 重金属复合污染的土壤面积已达2.00×107hm2，受重金属污染的粮食多达1.20×107t，经济损失超过了200 亿元，严重影响了我国的农业健康发展。因此，为了保障人类健康，促进农业绿色发展，必须采取科学高效的方法解决土壤重金属污染难题。

传统的土壤修复技术如使用钝化剂或在土壤中添加客土等措施[12]在污染面积小、污染程度较重的地区修复效果较好，但是这些技术往往投资昂贵，而且大多数只能暂缓重金属危害，无法彻底消除，甚至有的可能会造成二次污染[13]。超积累植物修复技术作为一种绿色可持续的原位修复方式，近年来成为了土壤污染修复领域的研究热点，其具备修复成本低、耐受性强、不破坏土壤结构等优点，受到了国内外学者的广泛关注[14]。柏佳等[15]的研究表明，土壤重金属会被超积累植物根系分泌的有机酸活化，进而被超积累植物所吸收。不过，单独种植超积累植物存在着修复年限长、超积累植物生长缓慢以及农民的经济利益无法保障等问题，制约了超积累植物修复技术在实际农田生产中的推广和应用[16]。通过农艺调控措施促进植物生长和提高重金属植物有效性是强化超积累植物修复效率的重要措施。合理的水分管理与不同的种植模式是常用的两种农艺调控措施，可以促进植物的生长发育，提高土壤中重金属的生物有效性，显著提高超积累植物的修复效率，有效降低土壤重金属的污染浓度，同时获得一定的经济产出[17−18]。施肥技术是保障农作物增产的重要农艺措施之一，同时也是植物修复过程中十分必要的强化手段。钾是植物必需营养元素，显著促进植物的生长发育，合理施用钾肥，在促进植物生长发育的同时还能有效改变土壤中的重金属活性，提高植物的修复效率[19]。沈丽波等[20]研究了养分调控对伴矿景天生长及Cd、Zn吸收的影响，发现增施钾肥显著提高了伴矿景天的地上部Cd、Zn的含量。此外，郭俊娒等[21]探究了田间条件下增施肥料对八宝景天Cd 修复效率的影响，结果表明高钾水平下八宝景天地上部的Cd含量较不施肥处理提高了29.3%，八宝景天的Cd 修复效率显著提升。LIN 等[22]也发现施用钾肥能够显著提高龙葵地上部Cd 含量。以上研究表明，施用钾肥是强化超积累植物修复土壤重金属污染的重要措施之一。

目前大部分研究仅重点关注了施肥对超积累植物修复效率的影响，或者是不同间作模式对超积累植物和作物吸收Cd、Zn的影响，而对施用钾肥强化超积累植物间作作物修复重金属污染土壤的效果缺乏全面系统的研究。因此，本试验选择小麦（Triticum aes⁃tivumL.）与伴矿景天（Sedum plumbizincicola）间作，通过研究不同类型钾肥及其施用量对重金属污染农田土壤pH 和Cd、Zn 有效性，以及对小麦与伴矿景天的生长发育和重金属Cd、Zn吸收的影响，探讨既能促进植株生长，又能取得良好的Cd、Zn污染土壤修复效果的最优钾肥类型及用量，为提高植物修复效率、促进小麦生长发育提供理论依据和技术支撑。

1 材料与方法

1.1 试验材料

供试小麦品种为我国黄淮北片麦区大面积推广种植的济麦22[23]。

供试超积累植物为伴矿景天[24]，由中国科学院南京土壤研究所提供。

供试肥料：氯化钾（K2O≥60%），购自华垦国际贸易有限公司；硫酸钾（K2O≥52%），购自山东青上化工有限公司。

供试土壤：采集自某一化工厂附近的污染农田表层土壤（0~20 cm），置于室内避光风干，去除石块等杂质后，粉碎磨细，分别过1 mm 和0.15 mm 尼龙网筛，密封保存。土壤发生类型为潮土，土壤基本理化性质和重金属含量测定结果如下：土壤pH 8.18，有机质含量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，土壤有效钾含量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，土壤有效态Cd 含量0.221 mg·kg−1，土壤有效态Zn含量47.6 mg·kg−1。

1.2 试验设计

盆栽试验在山东省泰安市山东农业大学资源与环境学院实验站内进行。试验用盆为长方形塑料盆（长35 cm，宽25 cm，高15 cm），每盆装风干土4 kg。试验共设7个处理，每个处理3次重复，共计21盆（表1）。

表1 盆栽试验设计Table 1 Design of pot experiment

试验于2019 年4 月5 日开始，肥料与土壤混匀后一次性装入试验用盆，每盆施入氮肥（尿素N 46%）2.5 g、磷肥（过磷酸钙P2O512%）4.5 g。小麦撒播种植，覆土3~4 cm，伴矿景天扦插种植，生长一周后进行间苗，每盆留长势良好且一致的4 株小麦和4 株伴矿景天。定期补充蒸馏水，盆栽土壤含水量保持在田间最大持水量的70%左右。

小麦和伴矿景天生长90 d 后（2019 年7 月4 日），采集土壤和植株样品。采集的土壤样品置于阴凉通风处自然风干，粉碎磨细后过1 mm 和0.15 mm 尼龙网筛，密封保存备用；植株样品用蒸馏水洗净，放入烘箱105 ℃杀青30 min，并在75 ℃下烘干48 h 至恒质量。烘干后，用不锈钢粉碎机粉碎磨细，过1 mm尼龙网筛，密封备用。

1.3 测定项目与方法

土壤pH值采用电位法测定（水土比为2.5∶1）[25]。

土壤Cd、Zn 有效态含量采用二乙烯三胺五乙酸（DTPA）萃取法测定[26]。利用HCl−HNO3−HF−HClO4混合土壤样品，消化后采用原子吸收分光光度计（AA−7000，岛津，日本）测定土壤样品中Cd 和Zn 的总含量[27]。

植株Cd、Zn 含量测定：称取0.5 g 植物样品，与HNO3−HClO4混合消化，待样品消解完全，冷却至室温后转移到25 mL 容量瓶中，定容，采用原子吸收分光光度计（AA−7000，岛津，日本）测定植物Cd、Zn含量。

1.4 数据分析

试验数据采用Origin 2018做图和SAS 9.3统计软件进行统计分析和差异显著性比较，多重比较采用LSD法（P＜0.05）。

单位质量土壤中植株Cd、Zn 积累量（mg）=植株Cd、Zn 浓度（mg·kg−1）×单位质量土壤中植株生物量（g）×103

土壤Cd、Zn 去除率（%）=（种植前土壤全量Cd、Zn含量−收获后土壤全量Cd、Zn含量）/种植前土壤全量Cd、Zn含量

2 结果与分析

2.1 对土壤pH的影响

不同类型和用量的钾肥施入土壤后对土壤酸碱度的影响显著。随着钾肥施用量的增加，土壤pH 逐渐降低（图1）。施用高量氯化钾和硫酸钾处理（HK1和HK2）土壤pH 值均显著低于对照处理（CK），分别下降了0.322 和0.411。中量硫酸钾处理（MK2）土壤pH 值显著低于对照处理，但与中量氯化钾处理（MK1）之间并无明显差异。而低量的氯化钾和硫酸钾处理（LK1和LK2）土壤pH值与对照处理（CK）无显著差异。

图1 不同钾肥处理土壤pH值Figure 1 Soil pH in different fertilizer treatments

2.2 对土壤重金属Cd、Zn含量的影响

不同钾肥处理土壤重金属Cd 含量差异显著（图2A）。施用钾肥后土壤总Cd 含量范围在0.97~1.08 mg·kg−1，而对照处理（CK）土壤总Cd 含量是1.14 mg·kg−1。MK1 和HK1 处理土壤总Cd 含量均显著降低，较CK 处理分别下降了8.8%和14.9%。LK1、LK2、MK2 和HK2 处理土壤总Cd 的含量与CK 处理的差异不显著。

与CK 处理相比，各钾肥处理土壤有效态Cd含量出现了不同程度的提高（图2A）。CK 处理土壤有效态Cd 含量在所有处理中最低，仅为0.18 mg·kg−1。LK2 处理土壤有效态Cd 含量略高于CK 处理，两者之间的差异并未达到显著水平（P＜0.05）。土壤有效态Cd 含量以HK1 处理为最高，较CK 处理提高了52.6%。LK1、MK1、MK2 和HK2 处理之间土壤有效Cd 含量无显著差异，但均显著高于CK 处理，有效态Cd含量提高了16.7%~27.8%。

土壤总Zn 含量呈现出随钾肥施用量的增加而逐渐降低的趋势（图2B）。在所有处理中，土壤总Zn 含量的降幅最大的为HK1 处理，与CK 处理相比下降了3.5%。MK1 和HK2 处理之间土壤总Zn 含量未呈现出显著差异，但均显著低于CK 处理，分别降低了1.7%和1.8%。LK1、LK2 和MK2 处理间土壤总Zn 含量无显著差异，且均与CK处理无显著差异。

不同类型和用量的钾肥施入土壤后，土壤有效态Zn 含量均出现了不同程度提高（图2B）。MK1、HK1和HK2处理之间土壤有效态Zn含量未达到显著差异水平，但均显著高于CK 处理，分别为CK 处理有效态Zn 含量的1.30、1.52 倍和1.34 倍。另外LK1、LK2 和MK2 处理土壤有效态Zn 含量与CK 处理处于同一水平，均无明显差异。

图2 不同钾肥处理土壤重金属的含量Figure 2 The content of heavy metals in soil in different K−fertilizer treatments

在所有试验处理中，土壤重金属Cd 和Zn 有效化百分比（有效态含量/总含量）的范围分别是15.9%~28.4%和5.3%~8.3%。不同处理土壤重金属Cd 的有效化百分比顺序为：HK1＞MK1＞HK2＞MK2＞LK1＞LK2＞CK；而不同处理土壤重金属Zn 的有效化百 分 比 顺 序 为：HK1＞HK2＞MK1＞LK1＞MK2＞LK2＞CK。说明施用钾肥对土壤重金属Cd、Zn 均具有较强的活化效果，且类型和施用量不同，活化效果不同。

2.3 对小麦幼苗的生长及Cd、Zn吸收的影响

不同类型与用量的钾肥施入土壤后，对小麦生长的影响差异显著（表2）。在所有处理中，小麦幼苗生物量较高的处理分别是HK1 和HK2，两者分别是CK处理小麦幼苗生物量的1.26 倍和1.29 倍。而MK1 和MK2处理小麦幼苗的生物量尽管低于HK1和HK2处理，但两个中量处理相较于CK 处理仍显著提高了20.2%和13.3%。LK1 和LK2 处理小麦幼苗的生物量较CK处理略有增加，增幅分别为10.1%和7.3%。

各处理间小麦幼苗体内的Cd 浓度差异均不显著，而不同处理小麦幼苗Cd 积累量存在差异（表2）。HK1 和HK2 处理小麦幼苗Cd 积累量较CK 处理有显著的提升，提升的幅度分别为44.0%和38.5%。其余处理小麦幼苗Cd积累量之间均无显著差异。

表2 不同钾肥处理小麦幼苗的生物量及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处理小麦幼苗Zn积累量均显著高于其他处理（MK1 处理除外），表明高量的氯化钾和硫酸钾能够显著促进小麦吸收重金属Zn。MK1 和MK2处理间小麦幼苗Zn 积累量未达到显著差异水平，但均显著高于CK 处理（P＜0.05）。不同处理小麦幼苗Zn 浓度差异情况不同，HK1、MK1 和HK2 处理小麦幼苗Zn 浓度显著高于CK 处理，而LK1、MK1 和MK2 处理小麦幼苗Zn 浓度和CK 处理小麦幼苗Zn 浓度并无显著差异。

2.4 对伴矿景天的生长及Cd、Zn吸收的影响

不同类型和用量的钾肥对伴矿景天的生长具有促进作用，且伴矿景天的生物量随着施用量的增加而增大（表3）。施用高量氯化钾（HK1）和中、高量硫酸钾（MK2 和HK2）均显著促进了伴矿景天的生长，伴矿景天的生物量较对照处理（CK）分别显著提升了17.6%、13.3%和21.8%。LK1、MK1 和LK2 处理伴矿景天的生物量较CK 处理增加了5.0%~10.6%，但差异未达到显著水平。

不同类型和用量的钾肥处理伴矿景天的Cd、Zn浓度和积累量存在差异（表3）。MK1、HK1、MK2 和HK2 处理伴矿景天Cd、Zn 浓度及积累量均显著高于CK 处理，而LK1 和LK2 处理伴矿景天Cd、Zn 浓度与CK 处理差异均未达到显著水平（P＞0.05）。在所有处理中，HK1 处理伴矿景天Zn 浓度和Cd 积累量显著高于其他处理。LK2 处理伴矿景天Cd 积累量显著高于CK 处理，而LK1 处理伴矿景天Cd 积累量与CK 处理无显著差异，这说明低量的硫酸钾能促进伴矿景天对Cd 的吸收，而低量的氯化钾作用不明显。MK1、HK1、MK2和HK2处理伴矿景天Zn积累量相近，处理之间差异不显著，但均显著高于CK 处理；而LK1 和LK2 处理伴矿景天的Zn 积累量与CK 处理均无明显差异。

表3 不同钾肥处理伴矿景天的生物量及Cd、Zn含量Table 3 Biomass and the content of Cd and Zn in S.plumbizincicola in different K−fertilizer treatments

2.5 对土壤重金属Cd、Zn去除率的影响

不同处理土壤Cd、Zn的去除率不同（表4）。与其他处理相比，HK1和MK1处理土壤Cd去除率较高，分别比CK处理高出了13.2个和7.8个百分点；HK1处理土壤Zn去除率显著高于其他处理，比CK 处理提高了3.40 个百分点。MK1 和HK2 处理土壤Cd、Zn 去除率之间无显著差异，但两者均显著高于CK 处理。LK1、LK2和MK2处理土壤Zn去除率无显著差异。

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

2.6 对不同指标的方差分析

钾肥类型和钾肥用量的双因素分析结果表明，钾肥类型和用量是土壤重金属含量和有效态含量及其重金属去除率的两个重要影响因素（表5），而钾肥用量是影响土壤pH、小麦幼苗和伴矿景天生物量、小麦幼苗Zn 浓度和伴矿景天Cd、Zn 浓度以及小麦幼苗和伴矿景天Cd、Zn 积累量的主要影响因子（表5）。钾肥类型和用量的交互作用对土壤和植株指标无显著影响。

表5 钾肥类型与钾肥用量对土壤及植株指标的方差分析Table 5 The variance analysis of K−fertilizer type and dose on different indexes of soil and plant

3 讨论

通常来说，植物修复技术对土壤重金属污染的治理效果与超积累植物密切相关。伴矿景天是近年来发现的一种超积累植物，具有生长快速、生物量高、对土壤重金属Cd 与Zn 富集量大、修复重金属污染土壤能力强等特点[28]。因此，本研究选择小麦与伴矿景天间作种植修复污染土壤，遵循“边生产、边修复”的理念，以期在修复污染土壤的同时进行农业生产。试验选择施用氯化钾和硫酸钾两种钾肥和3 个不同用量，研究不同钾肥类型与施用量对小麦间作伴矿景天修复Cd、Zn污染土壤的强化效应。

在本试验条件下，施用氯化钾和硫酸钾均降低了土壤pH 值，其中，高量的氯化钾和硫酸钾降低土壤pH 值的效果最优。施入钾肥后，土壤pH 值下降的原因可能是K+能够将土壤胶体上的H+置换出来[29]，且随着钾肥施用量的增加，进入土壤中的K+增多，置换出的H+也增多，因此呈现出土壤pH 值随钾肥用量增加而降低的趋势。土壤pH值降低也有可能受小麦幼苗和伴矿景天的根系分泌某些类型的低分子量有机酸的影响[30]，这些有机酸可以解离出H+[31]，从而导致土壤pH值下降。但也有研究发现氯化钾与硫酸钾能够提高土壤pH 值，如王林等[32]在进行硫酸铵和氯化钾强化龙葵（Solanum nigrumL.）修复Cd 污染土壤效果的试验时，发现施用氯化钾使土壤pH值升高，其认为氯化钾中的K+会提高土壤的盐基饱和度，而土壤pH 值在一定范围内与盐基饱和度成正比关系，因此施用钾肥可能会提高土壤pH 值；刘平[33]的研究结果也指出，向土壤中添加磷酸二氢钾一个月后，土壤pH值呈现上升趋势。因此，土壤pH 值的降低或升高可能与钾肥的类型和施用量有关。除此之外，土壤pH值还受土壤类型、气候条件、小麦与伴矿景天品种等因素的影响，有待进一步研究。

施用氯化钾和硫酸钾能提高土壤中有效态Cd、Zn 含量，且随着钾肥用量的提升，土壤有效态Cd、Zn含量持续升高。出现这些结果可能是由于钾肥中携带的K+在土壤颗粒表面中与Cd、Zn发生了交换作用，钾肥用量的上升引起了重金属Cd、Zn的可给性增强，土壤Cd、Zn 的有效态含量升高；其次，钾肥中K+的伴随阴离子能够促进土壤重金属形态转化和溶解[34]，增强了重金属的植物有效性。本试验中，氯化钾的伴随阴离子Cl−具有很强的配位能力，能够与重金属元素形成相对稳定的络合物[35]，如CdCl+和ZnCl+等，促使Cd、Zn 向土壤溶液迁移，从而提高了土壤Cd、Zn 的有效态含量。TU 等[36]以及ELOUEAR 等[37]的研究均表明施用氯化钾增加了土壤中可提取态Cd、Zn的含量。土壤pH值也是影响土壤重金属有效性的重要因素之一。一般认为，随着土壤pH值增大，土壤重金属活性逐渐降低，重金属的植物有效性不断下降[38−39]。本试验各钾肥处理的土壤pH 值随着用量增高而降低，均低于对照处理，因此呈现出施用钾肥后土壤重金属Cd、Zn的有效态含量逐渐增高的趋势。

在本试验条件下，不同类型的钾肥在同等施肥用量条件下对重金属有效性的影响具有显著差异。试验结果表明施用氯化钾提高土壤有效态Cd、Zn 含量的效果强于硫酸钾，这可能是因为硫酸钾的SO2−4对土壤Cd、Zn 的配位吸附能力低于氯化钾的Cl−[40]，从土壤胶体上争夺Cd、Zn，迁移进入土壤溶液的少，导致硫酸钾处理中土壤有效态Cd、Zn 含量低于高量氯化钾处理。此外，值得注意的是，施用钾肥后土壤中有效态Cd 的比例高于Zn（图2），这说明尽管土壤中Cd含量较低，但却能带来较高的环境风险[41]。

施用不同类型和用量的钾肥促进了小麦幼苗和伴矿景天对Cd、Zn的吸收，尤其是当氯化钾和硫酸钾的施用量达到高量时，小麦幼苗和伴矿景天Cd、Zn积累量远高于其他用量水平下的积累量，且高量氯化钾对强化伴矿景天积累Cd 的效果最为显著。薛培英等[42]和赵晶等[43]的研究结果与本试验一致，均发现氯化钾和硫酸钾明显提高了小麦的生物量，促进了小麦对Cd 的积累。沈丽波等[44]在研究养分调控对伴矿景天生长及Cd、Zn吸收的影响中指出，施用高量钾肥会显著促进伴矿景天的生长及其对Cd、Zn 的吸收。小麦幼苗和伴矿景天的Cd、Zn 积累量上升主要有两个原因，其一是施用钾肥有助于小麦幼苗和伴矿景天的生长发育，其生物量随着钾肥施用量的上升而逐渐增大，促使小麦幼苗和伴矿景天能从土壤中吸收更多的Cd和Zn；其二是施入氯化钾和硫酸钾后，两者的伴随离子Cl−和SO2−4与Cd2+和Zn2+结合，降低了土壤对Cd、Zn 的吸附，提高了有效态Cd、Zn 含量，促进了小麦幼苗和伴矿景天对Cd和Zn的吸收与积累。

在本试验条件下，随着氯化钾和硫酸钾施用量的增加，伴矿景天体内Cd、Zn 浓度和小麦体内的Zn 浓度均显著提升，且伴矿景天Cd、Zn浓度均显著高于小麦；而不同处理小麦体内Cd浓度之间无显著差异，小麦Zn浓度之间差异显著。这可能是由于氯化钾和硫酸钾能够显著促进超积累植物伴矿景天的快速生长，促进了其从土壤环境中吸收更多的Cd，与小麦幼苗产生了竞争性吸收，从而抑制小麦幼苗对Cd的吸收。另外，施用钾肥后小麦幼苗生物量增加，引起的“稀释效应”也缓解了小麦幼苗体内Cd浓度的上升，从而导致了小麦体内Cd 浓度变化不明显。这与陈苏等[45]的研究结果一致。各处理之间小麦幼苗体内Zn浓度的差异可能是不同处理小麦幼苗生物量的差异导致的；同时由于土壤中Zn 含量远高于Cd 含量，土壤中存在足量的Zn 供小麦幼苗和伴矿景天吸收，即使小麦幼苗和伴矿景天对Zn 的吸收存在竞争以及生物“稀释效应”，也不足以影响小麦幼苗对Zn 的吸收和积累，从而使不同处理小麦Zn浓度产生差异。

各钾肥处理土壤Cd、Zn 含量较对照处理均有下降，这说明施用氯化钾与硫酸钾后，提高了小麦和伴矿景天的修复效率，土壤Cd、Zn去除率上升。当氯化钾施用量增加至中、高量时，土壤Cd、Zn 的去除率高于其他处理，对重金属Cd、Zn污染土壤的修复效果显著。SCHMIDT 等[46]的研究表明，施用硫酸铵和氯化钾能显著提高植物和超积累植物修复Cd、Zn 污染的效率，这与本试验的研究结果一致。本试验钾肥提高Cd、Zn 去除率主要是由于钾肥促进了小麦和伴矿景天生长，且带入的伴随阴离子Cl−和SO2−4可通过和土壤重金属离子配位结合从而促进重金属离子从土壤胶体迁移进入土壤溶液，促进了植物吸收，从而降低了土壤Cd、Zn 含量。由于SO2−4与重金属离子配位结合能力低于Cl−，施用硫酸钾的土壤中重金属Cd、Zn的植物有效性低于施用氯化钾的土壤，因此施用氯化钾处理的土壤重金属Cd、Zn 的去除率要高于施用硫酸钾处理。

4 结论

（1）随着氯化钾和硫酸钾施用量的增大，土壤pH和土壤Cd、Zn含量逐渐降低，土壤有效态Cd、Zn含量逐渐升高。

（2）在小麦间作伴矿景天的种植模式下，施用氯化钾和硫酸钾提高了小麦幼苗和伴矿景天的生物量，与对照处理相比，提升幅度范围分别为7.3%~29.2%和5.0%~21.8%。

（3）施用高量氯化钾与硫酸钾均能显著提高小麦幼苗Cd、Zn积累量。中、高量的氯化钾和硫酸钾提高伴矿景天Cd、Zn积累量的效果优于其他施肥处理。

（4）氯化钾施用量200 mg·kg−1既能够降低土壤pH，又能提高伴矿景天的Cd、Zn 积累量及其修复效率，并促进小麦幼苗的生长，是方法简单、可操作性强、具有实用价值的强化小麦间作伴矿景天修复Cd、Zn污染农田土壤的施肥技术措施。