近年来, 农田Cd污染导致的粮食安全问题广受关注.据文献[1]显示, 在重金属污染物中, Cd的点位超标率最高, 达7.0%, Cd具有高毒性和易移动等特点, 土壤中的Cd会引起土壤质量恶化并危害作物产量和品质, 进而影响人类健康^{[2, 3]}.已有研究表明, Cd进入土壤后, 可经过一系列的溶解-沉淀、吸附-解吸和络合-解离等综合反应, 形成不同的化学形态, 其有效性和毒性也随之改变^[4~6].该过程和土壤性质密切相关, 已有研究发现不同类型土壤因成土环境(温度、季节性淹水和耕作方式等)和理化性质(pH、有机质、阳离子交换量和氧化还原电位等)迥异, Cd在土壤中的稳定化过程和化学形态等也存在明显差异^{[7, 8]}, 但由该差异所导致的污染生态效应, 尤其是农业生产条件下作物对Cd的富集效应却尚不明确, 而这对于针对性地开展污染土壤的修复治理尤为必要^[9].

文献[10]指出, 四川省土壤环境状况总体不容乐观, 部分区域土壤污染严重, Cd是四川省土壤污染的主要特征污染物.潮土、紫色土和黄壤是四川省3种主要的农业土壤, 在土壤分类上分别属于半水成土纲、初育土纲和铁铝土纲.为明确三大类土壤对Cd有效性的影响, 本研究以其代表性的6种亚类土壤灰潮土、酸性紫色土、中性紫色土、石灰性紫色土、典型黄壤和漂洗黄壤为研究对象, 通过土壤培养试验和盆栽试验, 探讨外源Cd进入不同类型土壤后的化学形态和有效性的变化, 明晰不同类型土壤对Cd的固定差异, 以期为针对性地解决不同类型Cd污染土壤的修复利用提供科学依据.

供试土壤：供试土壤6种, 其中, 酸性紫色土、中性紫色土和石灰性紫色土属于初育土纲中的紫色土类, 采自雅安市雨城区, 由紫色砂岩发育而成; 典型黄壤和漂洗黄壤属于铁铝土纲中的黄壤类, 采自雅安市名山区, 由第四系更新统沉积物发育而成; 灰潮土属于半水成土纲中的潮土类, 采自都江堰市蒲阳镇, 由灰色冲积物发育而成.基本性质见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 供试土壤基本性质 Table 1 Basic properties of tested soils 土壤类型 pH CEC/cmol·kg-1 ω(有机质)/g·kg-1 各粒级组分质量分数/% ω(有效Cd)/mg·kg-1 ω(全Cd)/mg·kg-1 砂粒 粉粒 黏粒 酸性紫色土 5.21 9.89 6.39 59.42 23.47 17.11 0.048 0.119 中性紫色土 6.73 24.66 7.13 45.72 24.81 29.47 0.047 0.147 石灰性紫色土 8.04 26.52 9.74 44.35 26.22 29.43 0.043 0.158 灰潮土 6.68 12.04 11.19 36.17 47.63 16.20 0.056 0.150 典型黄壤 4.69 15.32 9.65 48.82 26.61 24.57 0.033 0.087 漂洗黄壤 5.51 7.02 3.39 24.63 38.21 37.16 0.022 0.049

表 1 供试土壤基本性质 Table 1 Basic properties of tested soils

供试植物：小白菜(Brassica chinensis L.), 品种为精纯5号.

供试肥料：尿素(N 46%), 磷酸二氢钾(P₂O₅ 52%, K₂O 34%)和硫酸钾(K₂O 54%)均为分析纯.

以6种土壤为研究对象, 设土壤Cd污染含量为2 mg·kg^-1, CdCl₂·2.5H₂O(分析纯)以溶液形式加入供试土壤中, 将Cd溶液和土壤充分混匀后装入250 mL塑料瓶, 每瓶装土100 g.保持土壤水分为田间持水量的70%, 于培养箱中分别培养1、5、10、15和30 d后采集土壤样品, 自然风干, 磨碎过筛后用于有效Cd含量和土壤Cd形态测定.共计30个处理, 各处理重复3次.

以6种土壤为研究对象, 设土壤Cd污染含量为0.5、1和2 mg·kg^-1, 不添加Cd为对照, 共计24个处理, 各处理重复3次. CdCl₂·2.5H₂O(分析纯)以溶液形式加入供试土壤中, 将Cd溶液和土壤充分混匀后装入250 mL塑料瓶, 每瓶装土100 g.保持土壤水分为田间持水量的70%, 于培养箱中培养30 d后采集土壤样品, 自然风干, 磨碎过筛后用于土壤有效Cd含量测定.

采用盆栽试验, 以6种土壤为研究对象, 试验设0.5、1和2 mg·kg^-13个Cd含量, 不添加Cd为对照. CdCl₂·2.5H₂O(分析纯)以溶液形式加入供试土壤中, 将Cd溶液和土壤充分混匀后装入塑料盆(容积2 L), 每盆装土1.5 kg.陈化30 d.随后, 按N 0.3 g·kg^-1、P₂O₅ 0.09 g·kg^-1和K₂O 0.12 g·kg^-1施入底肥.平衡15 d后将小白菜种子直播于盆中, 待小白菜长至两片真叶时间苗, 每盆定苗4株.生长过程中不定期浇水, 使土壤含水量保持在田间持水量的70%左右.于小白菜生长40 d后采样, 采集小白菜地上部样品, 经自来水冲洗和去离子水润洗后用吸水纸擦干, 称小白菜鲜重, 然后在105℃下杀青30 min, 75℃下烘干至恒重, 称干重, 样品粉碎后用于小白菜Cd含量的测定.共计24个处理, 各处理重复3次.

土壤Cd全量：采用HNO₃-HClO₄-HF(5:1:1, 体积比)消化, 电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)进行测定(GB/T17141-1997); 土壤有效Cd含量：采用DTPA溶液浸提, 电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)进行测定(GB/T 23739-2009); 土壤Cd形态：采用Tessier五级连续提取法对Cd进行形态分级^[11]; 小白菜Cd含量：HNO₃微波消解-电感耦合等离子体质谱(ICP-MS)进行测定(GB 5009.268-2016); 小白菜生物量：采用称重法测定.

小白菜Cd富集系数(BCF):

式中, C_plant为小白菜Cd含量, mg·kg^-1; C_soil为土壤总镉含量, mg·kg^-1.

数据采用SPSS 22.0进行统计分析, LSD进行多重比较, 图表制作采用Excel 2013和Origin 8.5.

外源Cd进入不同类型土壤后, 其有效Cd含量随时间的动态变化如图 1所示.添加后1 d, 6种土壤中有效Cd含量较高且差异明显, 表现为: 漂洗黄壤>石灰性紫色土和灰潮土>中性紫色土、典型黄壤和酸性紫色土, 其中漂洗黄壤ω(有效Cd)=1.88 mg·kg^-1, 显著高于其他5种土壤.随着培养时间的推移, 6种土壤有效态Cd含量均迅速降低, 15 d后趋于平缓, 与添加后30 d无显著差异; 稳定后, 不同土壤间有效Cd的含量大小较添加1 d后有明显不同, 漂洗黄壤(1.31 mg·kg^-1)和酸性紫色土(1.26 mg·kg^-1)显著高于其他4种土壤, 其次为典型黄壤(1.18 mg·kg^-1), 显著高于中性紫色土、灰潮土和石灰性紫色土, 表明中性紫色土、灰潮土和石灰性紫色土对Cd的固定能力更强.

图 1

Fig. 1

图 1 不同类型土壤中有效Cd含量的动态变化特征 Fig. 1 Change in available Cd content in different types of soils

由图 2可知, 外源Cd进入6种土壤后, 除有效性最高的可交换态Cd随时间的推移呈降低趋势外, 其余4种形态均呈增加趋势.具体表现为：可交换态Cd占比在添加后15 d内明显降低, 在30 d时趋于稳定, 该形态是6种土壤中Cd的主要存在形态, 且在酸性紫色土和漂洗黄壤中的占比最高, 达56.07%和55.10%, 其次为典型黄壤和中性紫色土, 而在灰潮土和石灰性紫色土中的占比最低, 分别为46.12%和42.51%; 相应地, 有效性最低的残渣态Cd的占比则表现为：中性紫色土(14.22%)>酸性紫色土(13.40%)>石灰性紫色土(11.23%)>典型黄壤(11.21%)>灰潮土(10.91%)>漂洗黄壤(10.32%); 碳酸盐结合态Cd在石灰性紫色土中的占比最高且增幅最大; 铁锰氧化物结合态Cd在漂洗黄壤和典型黄壤中的占比较高且增幅较大, 分别增加了13.71%和10.53%; 而有机络合态Cd在6种土壤中虽均有提升, 但增幅不大.由此可知：有效Cd含量最低的石灰性紫色土, 其土壤Cd形态主要为可交换态Cd和碳酸盐结合态Cd; 而有效Cd含量最高的漂洗黄壤, 其Cd形态则以交换态Cd和铁锰氧化物结合态Cd为主, 两者共占73.03%.

图 2

Fig. 2

EXC-Cd表示可交换态Cd, CAB-Cd表示碳酸盐结合态Cd, FeMn-Cd表示铁锰氧化物结合态Cd, OM-Cd表示有机络合态Cd, RES-Cd表示残渣态Cd 图 2 不同类型土壤中Cd形态的动态变化特征 Fig. 2 Change in Cd species distribution in different types of soils

由图 3分析可知, 不同外源Cd处理下(0.5、1和2 mg·kg^-1), 6种土壤中的有效Cd含量均随Cd处理含量的增加而显著增加, 在酸性土壤(漂洗黄壤、典型黄壤和酸性紫色土)中有效Cd的增幅远高于其余3种土壤, 并且Cd处理含量越大, 土壤间有效Cd含量的差异就越明显.低含量Cd处理下(0.5 mg·kg^-1), ω(有效Cd)在漂洗黄壤、酸性紫色土、典型黄壤、中性紫色土和灰潮土中无显著差异(0.29~0.35 mg·kg^-1), 但均高于石灰性紫色土; Cd处理量增至1 mg·kg^-1时, 6种土壤中有效Cd的含量增幅为38.76%~105.85%, 土壤间的差异进一步增大, 漂洗黄壤、酸性紫色土和中性紫色土的ω(有效Cd)为0.58~0.65 mg·kg^-1, 显著高于典型黄壤、灰潮土和石灰性紫色土(0.41~0.48 mg·kg^-1); 高含量Cd处理(2 mg·kg^-1)条件下, 有效Cd的含量增幅以漂洗黄壤和酸性紫色土最大, 其ω(有效Cd)分别为1.47 mg·kg^-1和1.32 mg·kg^-1, 显著高于其他4种土壤, 具体为：漂洗黄壤和酸性紫色土>典型黄壤和中性紫色土>灰潮土和石灰性紫色土.总体而言, 6种土壤中, 石灰性紫色土和灰潮土对Cd的固定能力相对最强, 有效Cd含量最低, 其次为中性紫色土和典型黄壤, 漂洗黄壤和酸性紫色土对Cd的固定最弱, 有效Cd含量最高.

图 3

Fig. 3

不同大写字母表示土壤间差异达0.05显著水平, 不同小写字母表示处理间达0.05显著水平 图 3 不同外源Cd处理下6种土壤中有效Cd含量的差异特征 Fig. 3 Differential characteristics of available Cd content in six soils under different exogenous Cd concentrations

由表 2可知, 低含量外源Cd处理下(0.5 mg·kg^-1), 6种土壤中小白菜的生长无明显抑制, 生物量和对照均无显著差异; 1 mg·kg^-1外源Cd处理下, 仅典型黄壤和灰潮土中小白菜的生长受到明显抑制, 生物量分别较对照降低了14.46%和18.32%; 但在2 mg·kg^-1外源Cd处理下, 6种土壤中小白菜的生长均受到明显抑制, 小白菜生物量均显著低于对照, 降幅为10.26%~32.89%, 其中以典型黄壤的降幅最大, 为32.89%, 漂洗黄壤次之, 为27.48%, 石灰性紫色土的降幅最小, 为10.26%.由此可见, 等量外源Cd进入土壤后, 其对小白菜的毒害效应因污染程度和土壤类型的不同而有明显不同, 低含量处理(< 1 mg·kg^-1)对本试验中的酸性紫色土、中性紫色土、灰潮土和石灰性紫色土这4种土壤均未表现出明显的生物胁迫, 而在高含量Cd处理下(2 mg·kg^-1), 6种土壤中小白菜生长均受到明显的生物胁迫, 小白菜生物量显著降低.

表 2 (Table 2)

表 2 外源Cd对不同类型土壤中小白菜生物量的影响1)/g·pot-1 Table 2 Change in Chinese cabbage biomass in different types of soil with Cd concentration/g·pot-1 土壤类型 CK 不同外源Cd处理/mg·kg-1 0.5 1 2 漂洗黄壤 39.06±0.69Da 37.94±1.51Da 35.76±3.40Ca 27.80±2.93Cb 酸性紫色土 38.56±0.64Da 34.79±0.28Dab 33.24±0.79Cab 29.57±2.02Cb 典型黄壤 42.92±0.81CDa 38.61±0.95cDab 36.59±2.23Cb 28.71±1.58Cc 中性紫色土 45.57±0.56Ca 44.08±1.33Ca 43.01±0.75Bab 37.73±1.40Bb 灰潮土 61.83±0.50Aa 58.69±1.43Aa 50.93±1.79Ab 47.65±1.09Ab 石灰性紫色土 53.75±0.77Ba 50.13±0.77Bab 50.11±2.18Aab 48.03±2.35Ab 1)不同大写字母表示土壤间差异达0.05显著水平, 不同小写字母表示处理间达0.05显著水平, 下同

表 2 外源Cd对不同类型土壤中小白菜生物量的影响1)/g·pot-1 Table 2 Change in Chinese cabbage biomass in different types of soil with Cd concentration/g·pot-1

由表 3可知, 不同外源Cd处理下(0.5、1和2 mg·kg^-1), 6种土壤中的小白菜Cd含量均随Cd处理含量的增加显著增加, Cd处理含量越大, 土壤间的差异越大.低含量外源Cd处理下(0.5 mg·kg^-1), 小白菜的生长无明显抑制, 生物量均和对照无显著差异, 但Cd含量却均有显著增加, 增幅为对照的1.59~8.50倍, 其中典型黄壤(1.406 mg·kg^-1)和漂洗黄壤(1.251 mg·kg^-1)中小白菜ω(Cd)显著高于其他4种土壤(0.169~0.891 mg·kg^-1), 以石灰性紫色土最低, 为0.169 mg·kg^-1, 差异最大可达8.32倍; 在1 mg·kg^-1Cd处理时, 6种土壤中小白菜Cd含量进一步增加, 典型黄壤的小白菜ω(Cd)=2.637 mg·kg^-1, 显著高于其余5种土壤(0.235~2.081 mg·kg^-1), 其中石灰性紫色土的小白菜Cd含量仍最低, 为0.235 mg·kg^-1, 差异最大可达11.22倍; 2 mg·kg^-1Cd处理时, 典型黄壤、漂洗黄壤和酸性紫色土中小白菜ω(Cd)为2.824~3.067 mg·kg^-1, 显著高于其他3种土壤, 石灰性紫色土中小白菜ω(Cd)显著最低, 为0.473 mg·kg^-1.

表 3 (Table 3)

表 3 外源Cd对不同类型土壤中小白菜Cd含量和富集系数的影响1) Table 3 Effects of exogenous Cd on Cd content and BCF of Chinese cabbage in different types of soil 土壤类型 CK Cd 0.5 mg·kg-1 Cd 1 mg·kg-1 Cd 2 mg·kg-1 Cd含量 Cd含量 BCF小白菜 Cd含量 BCF小白菜 Cd含量 BCF小白菜 漂洗黄壤 0.251±0.021Ad 1.251±0.102Ac 2.278 2.081±0.077Bb 1.984 3.067±0.026Aa 1.497 酸性紫色土 0.109±0.003Bd 0.891±0.012Bc 1.440 1.534±0.017Cb 1.371 2.824±0.310Aa 1.333 典型黄壤 0.267±0.004Ad 1.406±0.125Ac 2.396 2.637±0.043Ab 2.426 3.074±0.071Aa 1.473 中性紫色土 0.046±0.004Cc 0.438±0.031Cb 0.677 0.608±0.057Db 0.530 1.187±0.091Ba 0.553 灰潮土 0.045±0.001Cd 0.352±0.020Cc 0.541 0.626±0.018Db 0.544 0.824±0.015Ca 0.383 石灰性紫色土 0.065±0.001Cd 0.169±0.005Dc 0.256 0.235±0.008Eb 0.203 0.473±0.049Da 0.219 1) Cd含量单位为mg·kg-1, 以鲜重计

表 3 外源Cd对不同类型土壤中小白菜Cd含量和富集系数的影响1) Table 3 Effects of exogenous Cd on Cd content and BCF of Chinese cabbage in different types of soil

从小白菜Cd富集系数来看, 不同外源Cd处理下(0.5、1和2 mg·kg^-1), 3种酸性土壤(漂洗黄壤、酸性紫色土和典型黄壤)均显著高于中性土壤(中性紫色土和灰潮土)和石灰性紫色土, 表明Cd在酸性土壤中更易被小白菜吸收和富集.此外, 同为酸性的3种土壤中, 黄壤类(典型黄壤和漂洗黄壤)明显高于紫色土类(酸性紫色土); 同为紫色土类的酸性紫色土又明显高于中性紫色土和石灰性紫色土, 是石灰性紫色土的5.63~6.75倍.由此可知, 等量外源Cd进入不同土类和同一土类不同亚类土壤后的生物有效性存在明显差异, 漂洗黄壤和典型黄壤中小白菜Cd含量均显著高于其他4种土壤, Cd的生物有效性最高, 小白菜Cd的富集量也相对最高; 而石灰性紫色土中小白菜Cd含量在各含量处理下均显著低于其他5种土壤, Cd的生物有效性最低.

从图 1可知, 外源Cd进入6种土壤后, 其有效Cd含量均在15 d内迅速降低, 后趋于平缓, 与施入后30 d无显著差异.有研究表明^{[12, 13]}, 外源Cd进入土壤后, 存在明显的两个阶段：快速稳定阶段和慢速稳定阶段.快速稳定阶段是Cd进入土壤以后, 受到土壤矿物颗粒、腐殖物质和各种离子等的作用, 发生吸附、离子交换和螯合等各种物理-化学反应, 使得进入土壤中的外源Cd有效性迅速降低; 而慢速稳定阶段是Cd进一步向土壤微孔隙渗透和扩散, 反应速率逐渐减慢, 直到Cd的形态分配达到平衡.

土壤中的Cd形态可分为：可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机络合态和残渣态^[11].其中, 可交换态是最易溶解和迁移并被植物吸收的形态; 碳酸盐结合态、铁锰氧化态和有机络合态的有效性均较低, 较难被利用; 残渣态存在于矿物晶格和部分稳定性有机化合物中, 最为稳定, 对环境的危害度最小^{[14, 15]}.图 2表明, 外源Cd稳定后, 6种土壤中的Cd均以可交换态Cd的占比最高(42.51%~56.07%), 但其他形态Cd的相对占比则在土壤间的差异较大.黄壤类土壤中, 交换态Cd的占比相对最大, 同时由于该类土壤富含大量的铁锰氧化物, 能够提供更多的铁锰水化合物和Cd发生作用^{[16, 17]}, 因此, 漂洗黄壤和典型黄壤的铁锰氧化物结合态Cd的占比也高于其他土壤; 灰潮土中有机质含量较高, 易于和Cd发生络合和螯合反应, 故土壤中有机络合态Cd的占比较高, 有效Cd含量较低^{[18, 19]}; 而石灰性紫色土呈碱性且碳酸盐含量高, 可与Cd生成共沉淀, 其碳酸盐结合态Cd的占比达19.34%, 故有效Cd含量相对最低^{[20, 21]}.尽管6种土壤中外源Cd随时间的稳定化过程具有一定的相似性, 但不同土壤因理化性质的不同对Cd的固定能力和固定机制存在明显差异.

在不同外源Cd处理下(0.5、1和2 mg·kg^-1), 6种土壤中有效Cd含量(图 3)和小白菜Cd含量(表 3)总体表现为：酸性土壤(漂洗黄壤、典型黄壤和酸性紫色土)>中性土壤(灰潮土和中性紫色土)>碱性土壤(石灰性紫色土).有研究表明, 土壤pH值控制着Cd水合氧化物、碳酸盐和硫酸盐的溶解度, 影响着土壤中Cd的水解和离子对的形成、有机物的溶解性、铁铝氧化物和有机物的表面电荷等, 是影响重金属吸附特性的主要因素^{[22, 23]}.酸性土壤pH值较低, 土壤中的负电荷较少, 土壤对Cd²⁺的吸附能力弱^[24], 同时酸性土壤中H⁺和Al³⁺的含量和活性更高, 可与Cd²⁺竞争吸附点位, 从而进一步导致土壤对Cd²⁺的吸附减少, 有效Cd含量增加^{[25, 26]}.随着土壤pH的升高, 土壤表面的负电荷增加, 对Cd²⁺的吸附力加强^{[27, 28]}, 同时Cd²⁺在氧化物表面的专性吸附和土壤有机质-金属络合物的稳定性随pH升高而增强^{[29, 30]}.随着pH的升高, 土壤溶液中H⁺、Fe²⁺和Al³⁺浓度减小, 与Cd²⁺竞争吸附减少, 更有利于土壤吸附Cd^{2+[31, 32]}, 同时, 高pH还有利于CdOH⁺生成, CdOH⁺在土壤吸附点位上的亲和力明显高于Cd²⁺, 从而促进了Cd²⁺的吸附^[33].此外, 当土壤呈碱性时, Cd²⁺会形成CdCO₃和Cd(OH)₂的结合形态, 使有效Cd含量和植物对Cd的吸收能力均明显降低^{[34, 35]}.因此, pH值较低的漂洗黄壤、典型黄壤和酸性紫色土中有效Cd含量较高.结合表 1中不同土壤的理化性质, 发现漂洗黄壤、典型黄壤和酸性紫色土中CEC和有机质含量也相对较低.而土壤中有效Cd含量也和CEC和土壤有机质密切相关^[36~38].其中土壤CEC反映了土壤胶体的负电荷量, 其值越高, 表示土壤中负电荷量越高, 从而能够提供更多吸附点位来固定Cd^[39~41], CEC显著较低的酸性紫色土和漂洗黄壤对Cd的固定能力较弱, 因此有效Cd含量较高.而土壤有机质中富含羧基、酚羟基和醇羟基等含氧功能团, 容易和Cd发生络合或螯合反应, 是土壤中重要的Cd络合剂^{[42, 43]}; 同时, 土壤中的有机质以有机颗粒或有机膜被覆的形式和土壤中的黏土矿物和氧化物等无机颗粒相结合, 形成有机胶体或有机-无机复合胶体, 由此增加了土壤的表面积和表面活性, 也使得土壤中Cd的生物有效性随有机质的增加而降低^[44]; 土壤有机质也可通过影响植物对其他金属离子的吸收来提高其对Cd的耐性^[45].综上, 土壤pH、CEC和有机质含量均显著较低的酸性紫色土、典型黄壤和漂洗黄壤, 其土壤有效Cd含量高于灰潮土、中性紫色土和石灰性紫色土.

(1) 外源Cd进入6种土壤后的有效Cd含量和Cd的形态分布均在Cd处理15 d后趋于稳定, 稳定后, 漂洗黄壤(1.31 mg·kg^-1)和酸性紫色土(1.26 mg·kg^-1)的有效Cd含量显著高于其他4种土壤, 石灰性紫色土最低. 6种土壤中Cd的形态均以可交换态Cd的占比最高(42.51%~56.07%), 此外, 漂洗黄壤和典型黄壤中的铁锰氧化物结合态Cd, 石灰性紫色土中的碳酸盐结合态和灰潮土中的有机络合态Cd的占比相对较高, 和土壤间pH、CEC和有机质等性质的分异密切相关.

(2) 外源Cd的化学有效性和生物有效性在6种土壤间的差异特征因Cd处理含量的不同而有明显不同.低含量Cd处理(0.5 mg·kg^-1)对6种土壤小白菜生长无明显抑制, 但其可食部位中的Cd则有不同程度地富集, 其富集系数表现为典型黄壤和漂洗黄壤显著高于其他4种土壤, 差异达9.4倍; 高含量Cd处理下(2 mg·kg^-1), 6种土壤中小白菜的生长均受到明显抑制, 生物量均显著低于对照, 土壤间有效Cd含量和小白菜Cd含量差异显著, 表现为：酸性土壤(漂洗黄壤、典型黄壤和酸性紫色土)>中性土壤(灰潮土和中性紫色土)>碱性土壤(石灰性紫色土), 两指标均以酸性土壤尤其是漂洗黄壤最高, 石灰性紫色土最低.