基于灰色关联分析法的Cd 污染土壤-植物系统安全生产评价

2019-05-17孟晓霞

农业环境科学学报 2019年5期

许瑶，肖亨，伍钧*，孟晓霞，徐敏，李炎，赖星

（1.四川农业大学环境学院，成都 611130；2.四川省环境保护科学研究院，成都 610041）

农田的Cd会通过食物链进入人体，威胁人体健康[1]。Cd因其毒性强、移动性大、污染面积较广等特点，在土壤重金属修复中备受关注[2]。成都平原地区农田重金属污染以Cd为主，调查显示成都郊区土壤Cd超过国家农用地土壤污染风险管控标准（筛选值），总体存在中等程度潜在生态风险[3]。在众多修复手段中，化学钝化修复具有经济廉价、适用范围广、不影响生产等优点，使得其在土壤修复中具有重要的地位。

石灰是典型的碱性无机化学钝化剂，来源广泛，廉价易得。施用石灰可提高土壤pH值，促进重金属形成碳酸盐、氢氧化物沉淀等，降低土壤中Cd的生物有效性[4]。Caires等[5]发现向耕层土壤施用石灰，降酸作用会逐步向深层土壤移动。石灰也能改善土壤结构，促进作物根系生长和对养分的吸收[6]。研究表明石灰降低作物籽粒Cd含量的主要机理在于石灰降低了Cd活性[7]，但石灰修复只是暂时性地降低了Cd的有效态，并未直接去除土壤中的Cd，随着时间的推移，活性铁锰被还原和有机质分解，可还原态及可氧化态Cd可能被释放出来并向可交换态Cd转化。因此，石灰对土壤中Cd固化效果的持久性就值得重点探讨。Prietzel等[8]发现向酸性土壤施加超高剂量（4 t·hm-2）的石灰能使土壤在40年后仍保持较高pH。姜洋等[9]通过盆栽与田间试验结合发现，常见碱性无机钝化剂配施0.2%（石灰与土壤干质量的百分比）的钝化效果最多保持3年。可见，石灰用量的多少直接影响其在土壤中钝化效果的持久性，筛选适合的石灰用量具有必要性。此外，以往的研究多以短期化学试验和室内盆栽试验为主，与田间环境相比差异大，因此，有必要进行长期的田间试验以验证石灰的试验效果，为Cd污染土壤的改良提供数据支撑。

灰色关联分析（Grey relational analysis，GRA）源于灰色系统理论[10]。GRA是灰色系统理论中十分活跃的一个分支，是通过对“部分”已知信息的生成、开发实现对现实世界的确切描述和认识，用有限的定量数据从相关因素环境中计算出关联度[11]。经计算，灰色关联度较高的处理具有最佳综合性能。近年来，广义GRA模型由于形式简洁，计算方便，已被应用于工业、农业和环境等多个领域[12]。因此，GRA可用于对土壤-植物系统的评价。大田试验受土壤、作物、气候、耕作等多方面因素影响，复杂多变，因此，将大田整体视为土壤-植物系统，采用GRA筛选合适的石灰施用量。

本研究以水稻-小麦轮作为研究对象，采用大田试验，通过分析3年连施石灰对稻麦籽粒中Cd含量、土壤理化性质及Cd形态的影响，同时集合土壤理化特性、Cd迁移系数（MF-Cd）和Cd生物富集系数（BFCd）、稻麦产量及籽粒Cd含量等因素，利用GRA综合评估给定系统的最适石灰用量，探讨向耕地长期连施石灰的可行性，为施用石灰改良耕地Cd污染提供科学依据和数据支撑。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

研究区域位于四川盆地西北部，成都平原西北边缘二级阶地上。属亚热带湿润气候区，气候温和，降水充沛，四季分明，夏无酷暑，冬无严寒，无霜期长。

1.2 供试材料

供试土壤属冲积性水稻土，土壤质地为中壤，土层厚度＞60 cm。农业主产水稻、大麦、小麦、油菜籽，田块通风向阳，排灌方便，地力均一，无明显障碍因素。土壤基本理化性质见表1。

水稻品种为泸香104；小麦品种为川麦104；供试石灰钝化剂由当地农业局提供，氧化钙含量＞95%。

1.3 试验设计

田间试验设置5个梯度石灰处理，记为T0、T1、T2、T3、T4，每个处理3个重复。采用抛撒方式施用石灰，在种植前翻地时施加，3年共施加6次，施用量分别为：0、750、1500、2250、3000 kg·hm-2。随机区组排列，每个处理小区面积为20 m2，长6 m，宽3.3 m，各重复之间间隔距离为60 cm，各处理之间间隔距离30 cm，且每个处理小区之间用土夯实并用黑色薄膜隔离开，以免相互渗透。5个处理均采用相同的常规施肥方式，其中每公顷施N 180 kg、P2O5135 kg、K2O 90 kg。水稻每年5月下旬移栽，10月上旬收获；小麦每年10月底11月初播种，次年4月底5月初收获。稻麦栽培期间，各小区所有农事操作（灌溉、施肥、病虫害防治）均一致，各小区独立灌排水。

表1 土壤基本理化性质Table 1 Basic physical and chemical properties of the original soil

1.4 样品采集与测定

1.4.1 样品采集

水稻和小麦成熟后，随机采集植株10穴，用去离子水冲洗并晒干得到籽粒。水稻籽粒用微型脱粒机分离出籽粒，并用粉碎机粉碎，小麦籽粒则人工拨出后用粉碎机粉碎。籽粒过100目筛备用。稻麦各产量构成因子（产量、有效穗、每穗实粒数、千粒重）根据小区实测进行统计。

土样的采集根据多点分布原则，按梅花形分别采集0～20 cm土样，去除石砾及动植物残渣，缩分至2 kg，经自然风干后混匀研磨，过20目和100目尼龙筛，备用。

1.4.2 样品测定

籽粒采用湿法消解，用0.45 m滤膜过滤后，用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，美国Agilent公司，型号7700x）测定Cd含量。

土壤Cd的形态分析采用Rauret等[13]改进的BCR连续提取法。将土壤重金属形态分为可交换态、可还原态、可氧化态以及残渣态[14-15]。土壤pH、AP（有效磷）、AK（速效钾）、AN（碱解氮）、TN（全氮）、OM（有机质）的测定参照鲍士旦《土壤农化分析》[16]。土壤有效Fe、Mn、Cu、Zn、B、Mo以及CEC的测定参照鲁如坤《土壤农业化学分析方法》[17]。

1.5 迁移系数和富集系数的计算

本文采用Cd的迁移系数（MF-Cd）和稻麦籽粒的Cd生物富集系数（BF-Cd）描述石灰钝化Cd的效果。其计算公式如下：

式中，Fex代表可交换态Cd含量，Fre代表可还原态Cd含量，Fox代表可氧化态Cd含量，Fres代表残渣态Cd含量；PCion代表植物中的Cd积累量，SCion代表土壤中的Cd含量。

1.6 灰色关联分析

Xu等[18]对前人关于GRA的研究进行归纳优化，将基本的GRA按6个步骤进行：确定评价指标；建立评估系统的优先顺序模型；对原始数据进行标准化处理；计算灰色关联度的绝对偏差；计算灰色关联度；评估出最理想的处理组。

1.6.1 确定评价指标

评价指标的选择有两个标准。第一，选择指标应尽可能全面，本文选择土壤、植物指标共26个，分别设为X（k），k=1，2，3，…，26；二是各指标应独立，避免叠加效应。

1.6.2 建立优先序列

优先序列是由系统中各评价指标的最优值组成的理想比较标准。数值越大影响越好的指标称为“越大越好”优先顺序指标，而数值越少影响越好的指标称为“越小越好”优先顺序指标。优先序列中的各评价指标最优值用X0表示。

1.6.3 原始数据标准化

原始数据标准化公式如下[19]：

（1）如果是“越大越好”优先顺序指标，则根据公式（3）计算Xi（k）：

（2）如果是“越小越好”优先顺序指标，则根据公式（4）计算Xi（k）：

式中：X（k）为原始数据，Xi（k）为标准化数据，maxXi（k）为最大值，minXi（k）为最小值。

1.6.4 求灰色关联度的绝对偏差

用以下公式求出绝对偏差序列[20]：

式中：X0（k）为优先序列，Xi（k）是对原始数据标准化的结果（即比较序列），Δmax为最大偏差，Δmin为最小偏差。

1.6.5 求灰色关联系数

优先序列X0（k）和比较序列Xi（k）之间的灰色关联系数ηi（k）计算公式如下[20]：

式中：ρ为分辨系数，ρ取0.5最佳[18，21]。

1.6.6 灰色关联度计算

X0（k）和Xi（k）之间的灰色关联度r的计算公式如下[19]：

1.7 数据处理

运用SPSS 20.0进行多重差异显著性分析，运用Excel 2016进行图表处理。

2 结果与讨论

2.1 不同用量石灰对水稻、小麦籽粒累积Cd的影响

与T0相比，随着石灰用量的增加，稻麦籽粒中Cd含量均呈现逐渐减少趋势。T1、T2、T3、T4水稻籽粒Cd含量分别降低了7.58%、20.47%、58.66%和72.21%，其中T3、T4处理下，水稻籽粒Cd含量低于食品安全国家标准限值（0.2 mg·kg-1）；小麦籽粒Cd含量分别降低了30.77%、44.62%、50.77%和70.77%，其中T4处理下，小麦籽粒Cd含量低于食品安全国家标准限值（0.1 mg·kg-1）。由表2可知，T1、T2、T3、T4四组稻麦籽粒Cd含量与T0相比在P＜0.05水平全部表现出显著差异，表明施用石灰对稻麦籽粒Cd含量的减少产生了明显效果，且随着石灰用量的增大，减少幅度增大，稻麦籽粒的Cd含量在3000 kg·hm-2的石灰用量时最低。

2.2 不同用量石灰对土壤pH值的影响

图1 不同用量石灰对3年末土壤pH的影响Figure 1 Effect of different liming dosages on soil pH at the end of 3 years

从图1可知，T0土壤pH值较低，经过3年连续施用等量石灰，施用石灰后土壤pH有不同程度的提高，且其变化趋势与石灰用量的梯度一致。施用石灰使土壤pH从5.33提高到8.36，且与T0相比T1、T2、T3、T4差异性显著（P＜0.05）。然而随着石灰用量的增加，土壤pH值提升幅度逐渐减小，罗婷[22]也得到了相似的结果。高译丹等[23]研究指出，由于石灰本身pH值较高，土壤中有机质的主要官能团-OH/-COOH与OH-反应促使其带负电荷，土壤中的可变电荷增加，Cd的有机结合态较多，Cd2+可与CO2-3、SiO2-3、OH-等结合生成难溶的 CdCO3、CdSiO3、Cd（OH）2等沉淀[24]，但土壤pH随着酸碱反应结束而稳定下来，pH值增幅因而表现出下降的趋势[25]。

2.3 不同用量石灰对土壤Cd赋存形态的影响

不同用量石灰处理下土壤Cd形态含量如表3所示。与T0相比，其余四个不同石灰施用量处理下可交换态Cd含量均明显减少，且随着石灰施用量的增加，可交换态Cd含量越低，减少量越多，T4处理减少最显著，相较于T0减少12.45%。由表3看出，在P＜0.05水平T2、T3、T4三组与T0差异均显著，T1与T0差异不显著。可见，T2、T3、T4三组处理下土壤可交换态Cd含量降低，且随着石灰用量增加，降低幅度增大，施用效果更佳，在施用量为3000 kg·hm-2时交换态Cd含量最低。由表3可知，T1、T2、T3、T4与T0相比可还原态和可氧化态Cd差异均不显著，由此说明，石灰施加量的不同对于土壤可还原态和可氧化态Cd含量变化的影响不明显。土壤残渣态Cd含量的变化趋势与可交换态相反，随着石灰用量的增加残渣态Cd含量逐渐增加，最多增加12.12%（T4），和T0相比仅T4差异显著，说明土壤中Cd的赋存形态根据石灰用量增多而趋于稳定，其中T4处理对残渣态Cd含量影响最为敏感，其处理效果也最佳。

四种形态Cd在T0土壤中的含量大小为：可交换态＞可还原态＞残渣态＞可氧化态，随着石灰施加量的增加，可交换态含量逐渐减少，可还原态与残渣态含量更加接近。石灰用量越多土壤pH值升高越明显，可交换态和残渣态Cd含量变化趋势与土壤pH改变趋势相符，这是由于重金属在土壤固相中的吸附能力随pH值的升高而增强，其生物有效性随pH值的升高而降低，因此Cd稳定性增强毒性随之降低[26]。T4处理下土壤可交换态Cd含量最低，残渣态含量最高，说明，在石灰施用量3000 kg·hm-2时对土壤中Cd赋存形态的稳定最有利。

表2 不同用量石灰对3年末稻麦籽粒中Cd含量的影响（mg·kg-1）Table 2 Effect of different lime dosage on Cd content in rice and wheat grains at the end of 3 years（mg·kg-1）

表3 不同石灰用量对3年末土壤中Cd形态的影响Table 3 Effect of different lime dosages on the form of Cd in the soils at the end of 3 years

2.4 稻麦籽粒Cd含量、土壤Cd形态及土壤pH之间的相关性分析

如图2所示，土壤可交换态Cd含量与土壤pH呈极显著负相关关系，回归方程为y=-0.037 5x+0.526 3，R2=0.743 3；土壤残渣态Cd含量与土壤pH呈极显著正相关关系，回归方程为y=0.043x-0.086 4，R2=0.797 9。稻麦籽粒Cd含量与土壤pH呈极显著负相关。说明随着pH的升高，稻麦籽粒中Cd含量逐渐降低，促进了不稳定的可交换态逐渐向稳定态的转化。

图2 可交换态Cd、残渣态Cd以及稻麦籽粒Cd含量与土壤pH值的关系Figure 2 Relationship between soil pH and Exc.Cd，Res.Cd and Cd content of rice and wheat grains

Martínez等[27]研究表明，pH在极大程度上影响着土壤中的吸附-解吸和溶解-沉淀反应，并对土壤重金属溶解度和滞留度的影响超过任何其他单一因素，由此可见，其对于土壤中Cd赋存形态变化的显著影响。当环境酸度发生变化时，可交换态的金属元素容易被生物体吸收，迁移性强；可还原态和可氧化态主要为氧化物、硫化物和有机物的结合态，可被生物间接吸收，其环境迁移性较弱；残渣态主要是硅酸盐类，迁移性很小，并且很难被生物体吸收利用，因此，在自然条件下，Cd进入生物体中的几率取决于可交换态、可还原态、可氧化态含量的多少[27]。石灰使土壤pH值升高，促进土壤表面胶体所带负电荷量增加，进而增加重金属离子的电性吸附，同时导致金属阳离子羟基态的形成，羟基态金属离子与土壤吸附点位的亲和力强于自由态金属离子，因而pH值的变化对Cd可交换态和残渣态含量产生显著影响，进而影响稻麦籽粒对Cd的吸收。可见，施加石灰对于酸性中轻度Cd污染耕地的修复具有显著的效果，且根据相关性方程可知，石灰用量越大钝化效果越明显。

2.5 连施石灰对土壤养分的影响

根据表4可知，土壤TN含量变化不显著，这与胡敏等[28]研究结果一致。T1、T2、T3土壤AN含量均低于T0，这是由于土壤pH的提高使土壤的反硝化作用增强，使得硝酸盐还原成氮气，从而降低了土壤中氮素营养的含量[29]。T0、T1、T2土壤AP含量基本一致，而T3、T4土壤AP含量随石灰用量的增加而提高。其中T0、T1、T2土壤为酸性和中性，T3、T4土壤为碱性，说明土壤碱性越强，AP含量越高。这是因为施用石灰改变了土壤酸碱性，增强了土壤微生物活性，从而促进有机磷（OP）的矿化，使土壤中OP含量减少，AP含量增加。随着石灰施用量的增加，AK含量呈先上升后下降的趋势，说明施用一定量的石灰，有利于提高土壤AK含量，利于作物生长，但超过一定限值，AK含量降低，并逐渐达到一个稳定状态。土壤OM含量随石灰用量的增加呈先上升后下降趋势，一般来说，施石灰可提高土壤微生物的活性，可提高酸性土壤中的呼吸率和生物量中C的水平[30]，而Huber等[31]研究发现，施用过量石灰会加速土壤表层腐殖质的矿化，分别损失50%的C和46%的N，进而降低了土壤OM含量。

根据全国第二次土壤普查推荐的土壤肥力分级标准，将试验后土壤养分与试验前土壤比较可知，3年连施石灰后土壤TN比原始土壤增加8.33%～13.10%，达到四级，为中等水平；AN比原始土壤增加-15.21%～2.18%，均达到一级极丰水平；AP比原始土壤增加-14.41%～39.92%，均达到二级丰富水平；AK比原始土壤增加-16.16%～39.01%，达到四～三级中等水平；OM比原始土壤增加3.35%～15.00%，达到二级丰富水平，由此说明，3年连施石灰未破坏土壤肥力。因此，3年连施石灰的钝化方式可应用于Cd污染农田实际农耕活动中。

表4 大田试验中不同施加量石灰处理的原始数据Table 4 Original data of different lime dosages in field experiment

2.6 土壤-植物系统GRA评价

由表4可知，石灰用量为750 kg·hm-2时适合于水稻高产，因为低用量石灰抑制了水稻根系对土壤重金属的吸收，促进了籽粒产量形成，而高用量石灰加速土壤的板结与矿化，影响根系吸收营养元素，降低籽粒质量；石灰用量为1500 kg·hm-2时适合小麦高产，因为虽然石灰利于增加小麦的有效分蘖，但大量石灰会使土壤pH值升高，降低土壤中P、Zn等元素的有效性，从而抑制小麦产量。因此均是低用量石灰更适于稻、麦高产。石灰用量为3000 kg·hm-2时稻麦籽粒Cd含量均低于国家标准限值，同时该用量也最适合于土壤Cd钝化，因为石灰用量越大，土壤pH升高越多，钝化效果越明显。本文旨在探讨中轻度Cd污染农田安全生产的最适石灰用量，因此需兼顾作物产量和Cd钝化改良效果，而GRA能利用有限个指标，经计算评估出灰色关联度最高的结果，即拥有最佳综合性能的结果。农业生产受土壤特性、微生物、耕作、气候等因素的不同程度影响，生产过程中呈现次序，使得土壤与植物构成了系统，因此采用GRA评价这一系统是可行的。近年来GRA被逐渐应用于各学科，如Shao等[32]将其用于土壤重金属污染的评价。本研究选取土壤理化特性、MF-Cd和BF-Cd的估计值、稻麦产量及籽粒Cd含量等26个指标作为评估指标，利用GRA对土壤-植物系统进行评价，各步骤计算结果详见表5和表6。由图3可知，石灰处理对于土壤Cd的稳定及稻麦籽粒Cd含量的降低有明显效果，其中T3灰色关联度（r）最高。可见，石灰的施加对土壤-植物系统具有显著的影响，石灰用量为2250 kg·hm-2时，最适合本研究系统。