钝化剂抑制南方污染农田籽粒苋吸收重金属的效应研究

肖艳辉，李应文，邹碧，何金明，李志安,

1.韶关学院英东生物与农业学院，广东 韶关 512005；2.中国科学院华南植物园，广东 广州 510650；3.南方海洋科学与工程广东省实验室（广州），广东 广州 511458

中国社会经济的快速发展，伴随出现了生态环境的明显退化，其中，农田土壤重金属污染是较为突出的问题之一（张玉秀等，2008）。重金属污染造成许多农田土壤闲置或生产出来的农产品重金属含量超标，引发农产品安全问题（Siddiqui et al.，2014）。近 30年来，中国南方耕地土壤重金属污染严重，且酸化面积明显增加，导致土壤中有效态重金属含量升高，从而加重了作物吸收累积重金属的风险（陈青云等，2013）。对于酸性重金属污染农田，利用重金属钝化剂进行治理是一个可行的对策，即钝化剂降低土壤中的重金属有效性，从而降低农作物吸收重金属，实现农产品安全，钝化治理技术费用低、效率高、易于操作，适合于大面积污

染农田的修复治理（Sharma et al.，2018；刘顺翱等，2020）。国内外关于施用钝化剂来减少作物对重金属吸收累积方面的研究较多（康宏宇等，2015；黄东风等，2017）。施用硅酸盐（Chen et al.，2000）、石灰（王辉等，2018）等均能显著提高土壤 pH，有效降低土壤中有效态Cd含量，进而减少作物对Cd的吸收（Friesl et al.，2004；Lombi et al.，2003）；石灰能显著降低土壤有效态Cd、Pb含量（郝金才等，2019）；施用硅钙镁肥也能降低水稻各器官中Cd含量，显著降低水稻全株Cd累积量（李欣阳等，2018）；磷基材料对重金属的钝化通过吸收、沉淀和共沉淀多种机制起作用（Basta et al.，2001）。由此可见，利用钝化剂来降低植物中重金属含量是实现中轻度污染土壤安全利用的有效途径（孟龙，2018）。然而，由于植物种类、土壤类型、环境条件、钝化剂使用剂量等因素的影响，一些钝化剂治理重金属污染土壤效果并不稳定。因此，针对特定区域农田污染，评估钝化剂的表现，在实际工程应用上具有重要意义。

籽粒苋（AmaranthushypochondriacusL.）为苋科苋属的一年生作物，是中国一类重要牧草，其枝叶含有较高的蛋白质，营养价值高，是畜禽类的重要饲料。籽粒苋对Cd具有较高的吸收累积能力（李凝玉等，2010），这导致了其作为牧草利用上的质量风险，即把它种植在重金属污染土壤上，可能会生产出高重金属含量的饲料，这在中国南方地区风险更高。因此，探讨降低籽粒苋在重金属污染土壤上吸收重金属的方法，对籽粒苋安全种植具有重大意义。

广东韶关地区有丰富的矿产资源，长期的矿冶业导致了该地区严重的环境污染，被国家环境保护部确定为污染农田治理先行区，该地区较为突出并受到较大关注的污染元素是镉、锌、铅、铜等（Zhuang et al.，2009；焦洪鹏等，2017）。本研究以籽粒苋为试验材料，在粤北酸性重金属污染土壤上，研究3种钝化剂在2个剂量水平上籽粒苋的生长表现，对重金属、养分元素的吸收及其与土壤性状变化的关系，为籽粒苋在南方酸性土壤上的安全种植提供技术支撑。

1 材料与方法

1.1 实验过程

试验地点为广州市华南植物园试验基地。供试植物为籽粒苋（AmaranthushypochondriacusL.Cv.‘K104’）。供试土壤采自乐昌市廊田，水稻土耕层0—20 cm深。实验前将土壤阴干，粉碎，并过2 mm筛。供试土壤基本理化性状为pH 3.61，有机质 3.64%，全氮 5.34 g·kg−1，全磷 0.87 g·kg−1，总Cd 1.53 mg·kg−1，总 Pb 2088 mg·kg−1，总 Cu 86 mg·kg−1，总 Zn 1439 mg·kg−1，有效态 Cd 0.28 mg·kg−1，有效态 Pb 27.68 mg·kg−1，有效态 Cu 0.37 mg·kg−1，有效态 Zn 47.50 mg·kg−1。将供试土壤装入内径为21 cm，深23 cm的PVC盆内，每盆4 kg。每盆按照 0.2 g·kg−1的量加入氮磷钾复合肥（N-P2O5-K2O 质量分数之比为 15∶15∶15），混匀后再加入不同剂量钝化剂。本试验采用的钝化剂为硅酸钙、石灰、硅钙镁肥（CaO≥20%，SiO2≥12%，MgO≥12%，pH=12）。初期对3种钝化剂进行适宜剂量评估，确定不同钝化剂用量为0.5%（钝化剂质量占土壤质量，下同）和1%。试验共7个处理，分别为0.5%硅酸钙、1%硅酸钙、0.5%石灰、1%石灰、0.5%硅钙镁肥、1%硅钙镁肥，以未加钝化剂处理为对照（CK）。各钝化剂预先研磨成粉末，按照相应剂量与供试土壤混匀后，浇水，平衡12 d后测定土壤pH和有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量，并将籽粒苋种子均匀撒播于盆中，盖土，待幼苗长至 2 cm左右时，每盆留8株幼苗，当幼苗长至5 cm左右时，定苗，每盆均留4株株距相等且长势相当的植株。每个处理重复4次。试验过程中土壤保持田间持水量的70%—90%之间。籽粒苋生长60 d后收获，用于各项指标的测定。

1.2 测定方法

采收前，测定各处理籽粒苋植株株高。光合参数于09:00—11:00采用美国Li-6400便携式光合测定仪测定，测定时使用开放气路，利用 6400PS提供光照，测定项目包括净光合速率（Pn）、气孔导度（Gs）、蒸腾速率（Tr），水分利用率（WUE）为Pn/Tr计算所得。测定过程中光量子通量密度（ PFD ）约为1000 μmol·m−2·s−1，大气温度(25±1) ℃，大气 CO2浓度变化范围为 (380±10)μmol·mol−1，取上数第一片全展叶进行测定。色素含量测定采用Arnon法（Arnon，1949）。

将收获的籽粒苋植株地上部分与根系分开，用去离子水冲洗干净后置于 60 ℃烘箱中烘至恒质量。烘干植物样品称质量后，粉碎过100目筛，保存于干燥器中备用。植物样品用HNO3-HClO4（V/V，4∶1）湿法消解后定容，用于植物体重金属和矿质元素含量的测定（火焰原子吸收分光光度计，Hitachi Z-5300）。设置平行试验4次，取平均值，并设置空白。并应用国家标准物质进行分析质量监控，土壤标准物质为土壤成分分析标准物质（GBW (E)070011）。植物标准物质为菠菜标准物（GBW 10015）。

土壤的采集过程为，先剪除地上部植株后，倒出盆内土壤，取出全部根系，采集土壤于样品袋内。测定土壤含水量，按土液比1∶2.5添加0.01 mol·L−1CaCl2，使用pH计测定土壤pH。土壤有效态Cd、Pb、Cu、Zn 含量测定采用 0.01 mol·L−1CaCl2浸提法（Foucault et al.，2013）。

钝化率计算为：

式中，I为百分钝化率；C0为未添加钝化剂土壤中有效态重金属含量；C为钝化剂平衡后土壤中有效态重金属含量（田雪等，2019）。

pH变化率计算为：

式中，pH60为钝化剂处理后60 d（植物收获后）的土壤pH；pH12为钝化剂处理后12 d（植物种植前）的土壤pH。

有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量变化率计算为：

其中，C60为钝化剂处理后60 d（植物收获后）土壤有效态 Cd、Pb、Cu、Zn含量；C12为钝化剂处理后12 d（植物种植前）土壤有效态 Cd、Pb、Cu、Zn含量。

1.3 数据处理

所得数据采用 SPSS软件包进行单因素方差分析，用Duncan’s新复极差法进行平均数的显著检验。

2 结果与分析

2.1 钝化剂对土壤有效态重金属含量影响

表1和表2可以看出，钝化剂处理后12 d，土壤 pH均显著高于对照，而有效态 Cd、Pb、Cu、Zn含量均显著低于对照。以 1%石灰处理土壤 pH最高，比对照高了 2.99个单位，且该处理有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量均最低，钝化率均最高，但1%石灰与0.5%石灰的有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量及钝化率差异均不显著；0.5%硅酸钙处理土壤pH最低，仅比对照高了0.39个单位，且该处理有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量均较高，钝化率均较低。3种钝化剂钝化效果由好到差的顺序为石灰＞硅钙镁肥＞硅酸钙。

表1 钝化剂处理后12 d土壤pH和有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量比较Table1 Comparison of pH and available Cd, Pb, Cu, Zn contents from soil treated by amendments for 12 days

表2 不同钝化剂对4种重金属钝化率的影响Table 2 Effect of different amendments on immobilization efficiency of four heavy metals %

表3可以看出，钝化剂处理60 d后，除硅酸钙处理的土壤pH与对照差异不显著外，石灰和硅钙镁肥的土壤pH均显著高于对照；有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量基本均低于对照。石灰和硅钙镁肥有效态Cd、Pb含量均显著低于对照，并均以1%石灰Cd、Pb含量最低，分别比对照降低了100%、98.23%；硅酸钙、石灰和硅钙镁肥有效态Cu、Zn含量均显著低于对照，有效态Cu含量以0.5%石灰最低，比对照降低了66.67%，而有效态Zn含量以1%石灰最低，比对照降低了99.26%。总体而言，3种钝化剂对Cd、Pb、Cu、Zn的钝化效果有明显差异，硅酸钙钝化效果最差，石灰钝化效果最好，硅钙镁肥钝化效果中等。相关分析显示，pH与有效态重金属含量有极显著的负相关性，相关系数分别为有效态Cd 0.971，有效态Pb 0.908，有效态Cu 0.607，有效态Zn 0.899。

表3 钝化剂处理60 d后土壤pH和有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量比较Table 3 Comparison of pH and contents of available Cd, Pb, Cu, Zn from soil treated by amendments for 60 days

表4可以看出，pH变化率均为不同程度降低，其中以 0.5%石灰降低最多，0.5%硅酸钙镁降低最少。有效态Cd含量变化率除1%石灰降低外，其余处理均有不同程度增加，其中以 0.5%石灰增加最多，0.5%硅酸钙增加最少；钝化剂处理后的有效态Pb、Cu、Zn含量变化率均有不同程度增加，其中有效态Pb、Zn含量以0.5%石灰增加最多，有效态Cu含量以0.5%硅钙镁肥增加最多。随着钝化剂处理时间延长，1%石灰对Cd的钝化时效最好，0.5%石灰对Cd、Pb、Zn的钝化时效最差，0.5%硅钙镁肥对Cu的钝化时效最差。

表4 土壤pH和有效态Cd、Pb、Cu、Zn从处理12—60 d的变化率Table 4 Change rate of pH and available Cd, Pb, Cu, Zn from 12 days to 60 days

2.2 钝化剂对籽粒苋生长与光合生理参数的影响

表5可以看出，3种钝化剂对籽粒苋植株生长有不同影响。钝化剂处理后，籽粒苋株高以 1%石灰最高，比对照高了57.78 cm，且该处理显著高于其余处理。地上部干质量以1%石灰最高，1%石灰除与 1%硅钙镁肥差异不显著外，均显著高于其余处理。根系干质量以0.5%石灰最高，且该处理仅与1%石灰和1%硅钙镁肥差异不显著，而对照与其余处理之间差异均不显著。各处理之间根冠比差异均不显著。总体而言，3种钝化剂处理均不同程度地促进了籽粒苋植株生长，以石灰效果最佳，且以1%石灰处理的籽粒苋生长最好。

表5 钝化剂处理对籽粒苋株高和生物量的影响Table 5 Effect of amendments on plant height and biomass of A.hypochondriacus L.

表 6可以看出，钝化剂处理对籽粒苋叶绿素和类胡萝卜素含量有显著影响。钝化剂处理后，叶绿素a、叶绿素b和叶绿素a+b含量均以1%石灰最高，显著高于其余处理，且分别约为对照的4倍、3倍和4倍；此外，1%剂量处理基本上均高于0.5%剂量处理。石灰处理的类胡萝卜素含量较高，比对照提高了 186%，且显著高于硅酸钙处理和对照；1%硅酸钙显著高于对照和0.5%硅酸钙，而对照与0.5%硅酸钙之间差异不显著。总体而言，钝化剂处理使籽粒苋色素含量基本上均有不同程度增加，其中以1%石灰处理的籽粒苋叶绿素含量增加最为显著。

表6 钝化剂处理对籽粒苋叶绿素和类胡萝卜素含量的影响Table 6 Effect of amendments on contents of chlorophyll and carotenoid of A.hypochondriacus L. (mg·g−1, FW)

表7可以看出，钝化剂处理对籽粒苋的Pn、Gs、Tr、WUE均有不同程度的影响。钝化剂剂量对光合参数的影响因钝化剂种类而异。钝化剂处理后，籽粒苋Pn和Tr均显著高于对照，且Pn和Tr均以0.5%石灰显著最高，分别比对照提高了298%、478%；Gs以0.5%石灰最高，但仅与1%石灰差异不显著；WUE以对照最高，除与0.5%硅酸钙差异不显著外，均显著高于其余处理。总体而言，石灰处理的Pn、Gs及Tr均较高；钝化剂处理后，WUE显著降低。

表7 钝化剂处理对籽粒苋光合参数的影响Table 7 Effect of amendments on photosynthetic parameters of A.hypochondriacus L.

2.3 钝化剂对籽粒苋体内重金属及重要养分元素含量的影响

表8可以看出，钝化剂处理的籽粒苋地上部和根系Cd、Pb、Cu、Zn含量由低到高的顺序为石灰＜硅钙镁肥＜硅酸钙，且1%剂量均低于0.5%剂量。1%石灰籽粒苋地上部Cd、Pb、Cu、Zn含量基本上均显著最低，1%石灰籽粒苋根系Cd、Pb、Cu、Zn含量最低，但与 1%硅钙镁肥差异不显著；与对照相比，硅酸钙处理对籽粒苋地上部和根系 Pb、Cu含量无显著影响或有显著增加，而对地上部 Cd、Zn含量则有显著抑制作用，硅酸钙处理的籽粒苋地上部和根系Cd、Pb、Cu、Zn含量均显著高于石灰和硅钙镁肥处理。籽粒苋根系Cd、Pb、Cu、Zn含量基本均高于地上部。

表8 钝化剂处理对籽粒苋体内Cd、Pb、Cu、Zn含量的影响Table 8 Effect of amendments on content of Cd, Pb, Cu, Zn in A.hypochondriacus L.

表9可以看出，钝化剂处理对籽粒苋地上部和根系 Ca、Mg、Mn含量有一定影响。0.5%石灰和1%石灰对地上部Ca含量增加最为显著，分别比对照增加了95%和75%；硅钙镁肥能显著增加籽粒苋地上部对Mg的吸收，且以0.5%硅钙镁肥Mg含量最高，比对照增加了 126%，显著高于其余处理；石灰和硅钙镁肥处理显著降低籽粒苋地上部对 Mn的吸收，且以1%石灰最低，但与1%硅钙镁肥无显著差异；0.5%硅酸钙地上部 Ca、Mg、Mn含量与对照均无显著差异。根系 Ca含量为石灰和硅钙镁肥处理显著低于对照，且以1%硅钙镁肥显著最低；根系Mg含量以0.5%硅钙镁肥最高，但仅与1%硅钙镁肥差异不显著；根系Mn含量以1%石灰最低，仅为对照的31%。3种钝化剂处理的籽粒苋地上部和根系Ca、Mg、Mn含量基本上为0.5%剂量高于1%剂量。

表9 钝化剂对籽粒苋体内Ca、Mg、Mn含量的影响Table 9 Effect of amendments on contents of Ca, Mg, Mn in A.hypochondriacus L.

3 讨论与结论

3.1 讨论

3.1.1 土壤重金属钝化及其潜在机理

中国南方闽南、赣南、湘南、粤北一带是南岭金属成矿带，有大量矿冶企业，造成了周边农田的严重污染，其中铅锌矿最具代表性，它是造成土壤中 Cd、Pb、Cu、Zn 超标的污染源（冯乾伟等，2020）。研究结果表明，pH的升高是影响土壤中重金属有效态和植物吸收的最主要原因（Eriksson，1989）。3种钝化剂均能显著提高土壤pH，显著降低土壤有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量；土壤有效态重金属含量与土壤pH呈负相关，这与郭利敏等（2010）的研究结果一致。由于硅酸钙、石灰和硅钙镁肥的pH不同，作为钝化剂加入土壤后提高土壤pH的能力也不同，因此，对土壤Cd、Pb、Cu、Zn的钝化效果也存在差异。3种钝化剂钝化效果由好到差的顺序为：石灰＞硅钙镁肥＞硅酸钙。钝化剂作为碱性材料，会使土壤pH升高，从而降低土壤Cd2+的解吸（Li et al.，2016），也会促进Cd2+向Cd复合物和Mn氧化物等稳定态转化，进而降低土壤溶液Cd浓度（Wang et al.，2015），这可能是钝化剂降低土壤中有效态重金属含量的主要机制。

本研究表明，钝化剂处理60 d与处理12 d相比，土壤pH趋于降低，而其有效态Cd、Pb、Cu、Zn含量趋于升高，这种变化有多方面的原因，主要是由于植物根际分泌物的作用造成的，植物在生长过程中不断分泌有机酸，从而降低pH而利于根际养分活性的提升（涂书新等，2000），pH的下降则导致重金属有效态的上升。此外，由于植物生长过程中吸收和降雨造成土壤中盐基阳离子（Ca2+、Mg2+、K+、Na+）减少，打破了盐基阳离子在固/液相之间的吸附-解吸平衡，原先吸附在土壤固相表面的部分交换性盐基阳离子释放到土壤溶液中，空缺的吸附位（阳离子交换位）被H+占据，产生交换性H+，导致土壤pH降低（胡坤，2010）。对照处理重金属有效态是下降的，与种植籽粒苋使有效成重金属上升形成鲜明的对比（表 4），这表明植物根际对土壤的酸化可能起了主导作用。

随钝化剂处理时间延长，钝化剂钝化效果越来越差，这说明钝化剂具有一定的时效性。其可能原因是3种钝化剂添加入土壤后，会先与土壤中的腐殖酸等物质发生反应，中和一部分碱，导致钝化剂中可固定重金属离子的有效成分含量降低。且反应生成的Ca2+在一定程度上与土壤中的Cd2+和Pb2+竞争吸附位点，从而削弱了钝化剂的钝化能力（陈远其等，2016）。然而，有研究表明，石灰与腐殖酸、其他中性土壤改良剂（如海泡石、膨润土、生物炭等）混施，其效果优于石灰单一处理（罗婷等，2017），但这是否说明其他钝化剂与土壤改良剂混施也能优于单一使用钝化剂处理，还有待于进一步研究。3种钝化剂中，以1%石灰处理Cd变化率最小，与其他钝化剂种类和剂量相比，其钝化时效最长；1%硅钙镁肥处理Cd变化率为100%，但由于该处理在钝化剂处理 12 d时，其有效态 Cd含量较低（0.02 mg·kg−1），60 d时有效态 Cd含量略有增加（0.04 mg·kg−1），从而导致该处理Cd变化率较大。

3.1.2 钝化处置对籽粒苋生长与光合生理的影响

钝化剂处理后，籽粒苋植株生长状况由好到差的顺序为石灰＞硅钙镁肥＞硅酸钙，这与3种钝化剂钝化效果的顺序一致。此外，钝化剂对叶绿素 a、叶绿素b、叶绿素a+b含量及光合参数（Pn、Gs、Tr）的影响与对籽粒苋植株生长的影响一致，这说明籽粒苋植株生长与色素含量和光合参数有直接关系。高水平的色素含量和净光合效率、气孔导度、蒸腾速率能有效提高籽粒苋的光合效率，进而促进籽粒苋植株生长及生物量累积，这与卢焕萍（2014）的实验结果一致。然而，石灰和硅钙镁肥处理的水分利用率均显著低于对照，其可能是由于石灰和硅钙镁肥易与土壤水分过量反应使土壤失水所导致的（田雪等，2019）。该地土壤呈强酸性（pH 3.61）是籽粒苋生长的主要制约因素，籽粒苋的生物量积累与酸碱度改善直接相关，钝化剂使pH上升顺序为石灰＞硅钙镁肥＞硅酸钙，籽粒苋生物量大小也与此相同。

3.1.3 钝化处置籽粒苋吸收重金属与重要养分元素的影响

重金属由土壤向植物体内的转移主要受控于土壤中重金属的有效性，降低重金属在土壤中的有效性是减少植物对重金属吸收的关键（李剑睿等，2014）。本实验结果表明，3种钝化剂基本上均抑制了籽粒苋地上部对 Cd、Pb、Cu、Zn的吸收累积，这与钝化剂通过提高土壤pH，降低Cd、Pb、Cu、Zn的有效性有直接关系。3种钝化剂中，硅酸钙对抑制籽粒苋地上部吸收Cd、Pb、Cu、Zn的效果相对较差，石灰效果相对较好，这与卢焕萍（卢焕萍，2014）利用硅酸盐（硅酸钙、硅酸镁、硅酸钠、硅酸钾）和石灰处理抑制作物吸收Cd效果的研究结果一致。籽粒苋作为一种优质畜禽饲料，其Cd、Pb含量分别在GB/T 13082和GB/T 13080规定了鸡、猪配合饲料中的允许量分别为0.5 mg·kg−1和 5 mg·kg−1，但在 1%石灰处理的籽粒苋地上部 Cd、Pb 含量分别为 1.45 mg·kg−1和 19.93 mg·kg−1，这远远高出标准限量，籽粒苋如作为畜禽饲料种植在重金属污染土壤上时，只能选择轻度重金属污染土壤，或者通过提高钝化剂对重金属的钝化能力来降低籽粒苋地上部对重金属的吸收累积。钝化剂处理后，籽粒苋根系中Cd、Pb、Cu、Zn含量基本均高于地上部，可能原因是钝化剂在降低土壤有效态 Cd、Pb、Cu、Zn含量的同时，钝化材料本身含有Ca、Si等，对籽粒苋吸收和运转重金属可能也起到一定的拮抗作用（Song et al.，2009），Si在植物体根部的沉积能够增强籽粒苋根部对Cd的截留，限制Cd通过质外体外运输途径进入地上部（官迪等，2016）；此外，硅酸钙、石灰和硅钙镁肥携带入的 Ca2+、Mg2+也会与根系表面的 Cd2+竞争吸附位点，减少植物对Cd的吸收（林青等，2008）。

钝化剂处理对籽粒苋吸收累积 Ca、Mg、Mn等矿质元素也表现出差异。本实验结果表明，硅钙镁肥能显著增加籽粒苋地上部对Mg的吸收累积，这与李造煌等（2017）发现钙镁磷肥促进了水稻对Mg吸收的研究结果一致；但石灰和硅酸钙镁则显著降低籽粒苋地上部对Mn的吸收，其可能原因是Mg2+与 Mn2+竞争吸附位点和钝化剂降低了土壤中有效态重金属含量的同时，也造成了Mn的有效性降低，进而籽粒苋对Mn吸收减少。

3.2 结论

试验的3种钝化剂对土壤重金属的钝化效应依次为石灰＞硅酸钙＞硅钙镁，在此酸性土壤上，pH上升引起的重金属固定是钝化的主要机理，钝化效应大小与土壤pH上升呈显著正相关关系。种植籽粒苋后，土壤重金属活性比种植前上升了，根际分泌物引起的 pH下降并由此活化土壤重金属是主要原因，添加钝化剂可以显著抑制重金属活性的上升。

钝化剂显著促进籽粒苋生长，生长效应与土壤pH显著相关，以1%石灰处理籽粒苋植株生长最好，硅钙镁肥次之，硅酸钙最差。钝化剂引起的光合生理条件改善是籽粒苋生长提升的主要原因，叶绿素含量、类胡萝卜素含量以及光合效率、蒸腾速率与气孔导度等参数均获得显著改善。

石灰与硅钙镁肥大幅减少籽粒苋对重金属的吸收，硅酸钙不明显，抑制重金属效应与土壤中有效态重金属含量变化显著相关，添加 1%石灰可使籽粒苋镉含量下降90%以上，但在如此低pH高重金属活性的土壤上，籽粒苋地上部（Cd 1.45 mg·kg−1）仍未达到饲料安全使用标准，预期在中轻度污染农田上，石灰与硅钙镁肥可以确保饲料安全。钝化剂使用对籽粒苋吸收钙镁有一定提升作用，但对锰吸收有抑制作用，钝化治理污染土地应合理补充施用Mn。