許 瑤，肖 亨，伍 鈞*，孟曉霞，徐 敏，李 炎，賴 星

（1.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都 611130；2.四川省環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院，成都 610041）

農(nóng)田的Cd會(huì)通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體，威脅人體健康[1]。Cd因其毒性強(qiáng)、移動(dòng)性大、污染面積較廣等特點(diǎn)，在土壤重金屬修復(fù)中備受關(guān)注[2]。成都平原地區(qū)農(nóng)田重金屬污染以Cd為主，調(diào)查顯示成都郊區(qū)土壤Cd超過(guò)國(guó)家農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（篩選值），總體存在中等程度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[3]。在眾多修復(fù)手段中，化學(xué)鈍化修復(fù)具有經(jīng)濟(jì)廉價(jià)、適用范圍廣、不影響生產(chǎn)等優(yōu)點(diǎn)，使得其在土壤修復(fù)中具有重要的地位。

石灰是典型的堿性無(wú)機(jī)化學(xué)鈍化劑，來(lái)源廣泛，廉價(jià)易得。施用石灰可提高土壤pH值，促進(jìn)重金屬形成碳酸鹽、氫氧化物沉淀等，降低土壤中Cd的生物有效性[4]。Caires等[5]發(fā)現(xiàn)向耕層土壤施用石灰，降酸作用會(huì)逐步向深層土壤移動(dòng)。石灰也能改善土壤結(jié)構(gòu)，促進(jìn)作物根系生長(zhǎng)和對(duì)養(yǎng)分的吸收[6]。研究表明石灰降低作物籽粒Cd含量的主要機(jī)理在于石灰降低了Cd活性[7]，但石灰修復(fù)只是暫時(shí)性地降低了Cd的有效態(tài)，并未直接去除土壤中的Cd，隨著時(shí)間的推移，活性鐵錳被還原和有機(jī)質(zhì)分解，可還原態(tài)及可氧化態(tài)Cd可能被釋放出來(lái)并向可交換態(tài)Cd轉(zhuǎn)化。因此，石灰對(duì)土壤中Cd固化效果的持久性就值得重點(diǎn)探討。Prietzel等[8]發(fā)現(xiàn)向酸性土壤施加超高劑量（4 t·hm-2）的石灰能使土壤在40年后仍保持較高pH。姜洋等[9]通過(guò)盆栽與田間試驗(yàn)結(jié)合發(fā)現(xiàn)，常見(jiàn)堿性無(wú)機(jī)鈍化劑配施0.2%（石灰與土壤干質(zhì)量的百分比）的鈍化效果最多保持3年?？梢?jiàn)，石灰用量的多少直接影響其在土壤中鈍化效果的持久性，篩選適合的石灰用量具有必要性。此外，以往的研究多以短期化學(xué)試驗(yàn)和室內(nèi)盆栽試驗(yàn)為主，與田間環(huán)境相比差異大，因此，有必要進(jìn)行長(zhǎng)期的田間試驗(yàn)以驗(yàn)證石灰的試驗(yàn)效果，為Cd污染土壤的改良提供數(shù)據(jù)支撐。

灰色關(guān)聯(lián)分析（Grey relational analysis，GRA）源于灰色系統(tǒng)理論[10]。GRA是灰色系統(tǒng)理論中十分活躍的一個(gè)分支，是通過(guò)對(duì)“部分”已知信息的生成、開(kāi)發(fā)實(shí)現(xiàn)對(duì)現(xiàn)實(shí)世界的確切描述和認(rèn)識(shí)，用有限的定量數(shù)據(jù)從相關(guān)因素環(huán)境中計(jì)算出關(guān)聯(lián)度[11]。經(jīng)計(jì)算，灰色關(guān)聯(lián)度較高的處理具有最佳綜合性能。近年來(lái)，廣義GRA模型由于形式簡(jiǎn)潔，計(jì)算方便，已被應(yīng)用于工業(yè)、農(nóng)業(yè)和環(huán)境等多個(gè)領(lǐng)域[12]。因此，GRA可用于對(duì)土壤-植物系統(tǒng)的評(píng)價(jià)。大田試驗(yàn)受土壤、作物、氣候、耕作等多方面因素影響，復(fù)雜多變，因此，將大田整體視為土壤-植物系統(tǒng)，采用GRA篩選合適的石灰施用量。

本研究以水稻-小麥輪作為研究對(duì)象，采用大田試驗(yàn)，通過(guò)分析3年連施石灰對(duì)稻麥籽粒中Cd含量、土壤理化性質(zhì)及Cd形態(tài)的影響，同時(shí)集合土壤理化特性、Cd遷移系數(shù)（MF-Cd）和Cd生物富集系數(shù)（BFCd）、稻麥產(chǎn)量及籽粒Cd含量等因素，利用GRA綜合評(píng)估給定系統(tǒng)的最適石灰用量，探討向耕地長(zhǎng)期連施石灰的可行性，為施用石灰改良耕地Cd污染提供科學(xué)依據(jù)和數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)域位于四川盆地西北部，成都平原西北邊緣二級(jí)階地上。屬亞熱帶濕潤(rùn)氣候區(qū)，氣候溫和，降水充沛，四季分明，夏無(wú)酷暑，冬無(wú)嚴(yán)寒，無(wú)霜期長(zhǎng)。

1.2 供試材料

供試土壤屬?zèng)_積性水稻土，土壤質(zhì)地為中壤，土層厚度＞60 cm。農(nóng)業(yè)主產(chǎn)水稻、大麥、小麥、油菜籽，田塊通風(fēng)向陽(yáng)，排灌方便，地力均一，無(wú)明顯障礙因素。土壤基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

水稻品種為瀘香104；小麥品種為川麥104；供試石灰鈍化劑由當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)局提供，氧化鈣含量＞95%。

1.3 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

田間試驗(yàn)設(shè)置5個(gè)梯度石灰處理，記為T(mén)0、T1、T2、T3、T4，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。采用拋撒方式施用石灰，在種植前翻地時(shí)施加，3年共施加6次，施用量分別為：0、750、1500、2250、3000 kg·hm-2。隨機(jī)區(qū)組排列，每個(gè)處理小區(qū)面積為20 m2，長(zhǎng)6 m，寬3.3 m，各重復(fù)之間間隔距離為60 cm，各處理之間間隔距離30 cm，且每個(gè)處理小區(qū)之間用土夯實(shí)并用黑色薄膜隔離開(kāi)，以免相互滲透。5個(gè)處理均采用相同的常規(guī)施肥方式，其中每公頃施N 180 kg、P2O5135 kg、K2O 90 kg。水稻每年5月下旬移栽，10月上旬收獲；小麥每年10月底11月初播種，次年4月底5月初收獲。稻麥栽培期間，各小區(qū)所有農(nóng)事操作（灌溉、施肥、病蟲(chóng)害防治）均一致，各小區(qū)獨(dú)立灌排水。

表1 土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Basic physical and chemical properties of the original soil

1.4 樣品采集與測(cè)定

1.4.1 樣品采集

水稻和小麥成熟后，隨機(jī)采集植株10穴，用去離子水沖洗并曬干得到籽粒。水稻籽粒用微型脫粒機(jī)分離出籽粒，并用粉碎機(jī)粉碎，小麥籽粒則人工撥出后用粉碎機(jī)粉碎。籽粒過(guò)100目篩備用。稻麥各產(chǎn)量構(gòu)成因子（產(chǎn)量、有效穗、每穗實(shí)粒數(shù)、千粒重）根據(jù)小區(qū)實(shí)測(cè)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)。

土樣的采集根據(jù)多點(diǎn)分布原則，按梅花形分別采集0～20 cm土樣，去除石礫及動(dòng)植物殘?jiān)?，縮分至2 kg，經(jīng)自然風(fēng)干后混勻研磨，過(guò)20目和100目尼龍篩，備用。

1.4.2 樣品測(cè)定

籽粒采用濕法消解，用0.45?m濾膜過(guò)濾后，用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS，美國(guó)Agilent公司，型號(hào)7700x）測(cè)定Cd含量。

土壤Cd的形態(tài)分析采用Rauret等[13]改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法。將土壤重金屬形態(tài)分為可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)[14-15]。土壤pH、AP（有效磷）、AK（速效鉀）、AN（堿解氮）、TN（全氮）、OM（有機(jī)質(zhì)）的測(cè)定參照鮑士旦《土壤農(nóng)化分析》[16]。土壤有效Fe、Mn、Cu、Zn、B、Mo以及CEC的測(cè)定參照魯如坤《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[17]。

1.5 遷移系數(shù)和富集系數(shù)的計(jì)算

本文采用Cd的遷移系數(shù)（MF-Cd）和稻麥籽粒的Cd生物富集系數(shù)（BF-Cd）描述石灰鈍化Cd的效果。其計(jì)算公式如下：

式中，F(xiàn)ex代表可交換態(tài)Cd含量，F(xiàn)re代表可還原態(tài)Cd含量，F(xiàn)ox代表可氧化態(tài)Cd含量，F(xiàn)res代表殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量；PCion代表植物中的Cd積累量，SCion代表土壤中的Cd含量。

1.6 灰色關(guān)聯(lián)分析

Xu等[18]對(duì)前人關(guān)于GRA的研究進(jìn)行歸納優(yōu)化，將基本的GRA按6個(gè)步驟進(jìn)行：確定評(píng)價(jià)指標(biāo)；建立評(píng)估系統(tǒng)的優(yōu)先順序模型；對(duì)原始數(shù)據(jù)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理；計(jì)算灰色關(guān)聯(lián)度的絕對(duì)偏差；計(jì)算灰色關(guān)聯(lián)度；評(píng)估出最理想的處理組。

1.6.1 確定評(píng)價(jià)指標(biāo)

評(píng)價(jià)指標(biāo)的選擇有兩個(gè)標(biāo)準(zhǔn)。第一，選擇指標(biāo)應(yīng)盡可能全面，本文選擇土壤、植物指標(biāo)共26個(gè)，分別設(shè)為X（k），k=1，2，3，…，26；二是各指標(biāo)應(yīng)獨(dú)立，避免疊加效應(yīng)。

1.6.2 建立優(yōu)先序列

優(yōu)先序列是由系統(tǒng)中各評(píng)價(jià)指標(biāo)的最優(yōu)值組成的理想比較標(biāo)準(zhǔn)。數(shù)值越大影響越好的指標(biāo)稱為“越大越好”優(yōu)先順序指標(biāo)，而數(shù)值越少影響越好的指標(biāo)稱為“越小越好”優(yōu)先順序指標(biāo)。優(yōu)先序列中的各評(píng)價(jià)指標(biāo)最優(yōu)值用X0表示。

1.6.3 原始數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化

原始數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化公式如下[19]：

（1）如果是“越大越好”優(yōu)先順序指標(biāo)，則根據(jù)公式（3）計(jì)算Xi（k）：

（2）如果是“越小越好”優(yōu)先順序指標(biāo)，則根據(jù)公式（4）計(jì)算Xi（k）：

式中：X（k）為原始數(shù)據(jù)，Xi（k）為標(biāo)準(zhǔn)化數(shù)據(jù)，maxXi（k）為最大值，minXi（k）為最小值。

1.6.4 求灰色關(guān)聯(lián)度的絕對(duì)偏差

用以下公式求出絕對(duì)偏差序列[20]：

式中：X0（k）為優(yōu)先序列，Xi（k）是對(duì)原始數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化的結(jié)果（即比較序列），Δmax為最大偏差，Δmin為最小偏差。

1.6.5 求灰色關(guān)聯(lián)系數(shù)

優(yōu)先序列X0（k）和比較序列Xi（k）之間的灰色關(guān)聯(lián)系數(shù)ηi（k）計(jì)算公式如下[20]：

式中：ρ為分辨系數(shù)，ρ取0.5最佳[18，21]。

1.6.6 灰色關(guān)聯(lián)度計(jì)算

X0（k）和Xi（k）之間的灰色關(guān)聯(lián)度r的計(jì)算公式如下[19]：

1.7 數(shù)據(jù)處理

運(yùn)用SPSS 20.0進(jìn)行多重差異顯著性分析，運(yùn)用Excel 2016進(jìn)行圖表處理。

2 結(jié)果與討論

2.1 不同用量石灰對(duì)水稻、小麥籽粒累積Cd的影響

與T0相比，隨著石灰用量的增加，稻麥籽粒中Cd含量均呈現(xiàn)逐漸減少趨勢(shì)。T1、T2、T3、T4水稻籽粒Cd含量分別降低了7.58%、20.47%、58.66%和72.21%，其中T3、T4處理下，水稻籽粒Cd含量低于食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)限值（0.2 mg·kg-1）；小麥籽粒Cd含量分別降低了30.77%、44.62%、50.77%和70.77%，其中T4處理下，小麥籽粒Cd含量低于食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)限值（0.1 mg·kg-1）。由表2可知，T1、T2、T3、T4四組稻麥籽粒Cd含量與T0相比在P＜0.05水平全部表現(xiàn)出顯著差異，表明施用石灰對(duì)稻麥籽粒Cd含量的減少產(chǎn)生了明顯效果，且隨著石灰用量的增大，減少幅度增大，稻麥籽粒的Cd含量在3000 kg·hm-2的石灰用量時(shí)最低。

2.2 不同用量石灰對(duì)土壤pH值的影響

圖1 不同用量石灰對(duì)3年末土壤pH的影響Figure 1 Effect of different liming dosages on soil pH at the end of 3 years

從圖1可知，T0土壤pH值較低，經(jīng)過(guò)3年連續(xù)施用等量石灰，施用石灰后土壤pH有不同程度的提高，且其變化趨勢(shì)與石灰用量的梯度一致。施用石灰使土壤pH從5.33提高到8.36，且與T0相比T1、T2、T3、T4差異性顯著（P＜0.05）。然而隨著石灰用量的增加，土壤pH值提升幅度逐漸減小，羅婷[22]也得到了相似的結(jié)果。高譯丹等[23]研究指出，由于石灰本身pH值較高，土壤中有機(jī)質(zhì)的主要官能團(tuán)-OH/-COOH與OH-反應(yīng)促使其帶負(fù)電荷，土壤中的可變電荷增加，Cd的有機(jī)結(jié)合態(tài)較多，Cd2+可與CO2-3、SiO2-3、OH-等結(jié)合生成難溶的 CdCO3、CdSiO3、Cd（OH）2等沉淀[24]，但土壤pH隨著酸堿反應(yīng)結(jié)束而穩(wěn)定下來(lái)，pH值增幅因而表現(xiàn)出下降的趨勢(shì)[25]。

2.3 不同用量石灰對(duì)土壤Cd賦存形態(tài)的影響

不同用量石灰處理下土壤Cd形態(tài)含量如表3所示。與T0相比，其余四個(gè)不同石灰施用量處理下可交換態(tài)Cd含量均明顯減少，且隨著石灰施用量的增加，可交換態(tài)Cd含量越低，減少量越多，T4處理減少最顯著，相較于T0減少12.45%。由表3看出，在P＜0.05水平T2、T3、T4三組與T0差異均顯著，T1與T0差異不顯著?？梢?jiàn)，T2、T3、T4三組處理下土壤可交換態(tài)Cd含量降低，且隨著石灰用量增加，降低幅度增大，施用效果更佳，在施用量為3000 kg·hm-2時(shí)交換態(tài)Cd含量最低。由表3可知，T1、T2、T3、T4與T0相比可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd差異均不顯著，由此說(shuō)明，石灰施加量的不同對(duì)于土壤可還原態(tài)和可氧化態(tài)Cd含量變化的影響不明顯。土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量的變化趨勢(shì)與可交換態(tài)相反，隨著石灰用量的增加殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量逐漸增加，最多增加12.12%（T4），和T0相比僅T4差異顯著，說(shuō)明土壤中Cd的賦存形態(tài)根據(jù)石灰用量增多而趨于穩(wěn)定，其中T4處理對(duì)殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量影響最為敏感，其處理效果也最佳。

四種形態(tài)Cd在T0土壤中的含量大小為：可交換態(tài)＞可還原態(tài)＞殘?jiān)鼞B(tài)＞可氧化態(tài)，隨著石灰施加量的增加，可交換態(tài)含量逐漸減少，可還原態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)含量更加接近。石灰用量越多土壤pH值升高越明顯，可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量變化趨勢(shì)與土壤pH改變趨勢(shì)相符，這是由于重金屬在土壤固相中的吸附能力隨pH值的升高而增強(qiáng)，其生物有效性隨pH值的升高而降低，因此Cd穩(wěn)定性增強(qiáng)毒性隨之降低[26]。T4處理下土壤可交換態(tài)Cd含量最低，殘?jiān)鼞B(tài)含量最高，說(shuō)明，在石灰施用量3000 kg·hm-2時(shí)對(duì)土壤中Cd賦存形態(tài)的穩(wěn)定最有利。

表2 不同用量石灰對(duì)3年末稻麥籽粒中Cd含量的影響（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 不同石灰用量對(duì)3年末土壤中Cd形態(tài)的影響Table 3 Effect of different lime dosages on the form of Cd in the soils at the end of 3 years

2.4 稻麥籽粒Cd含量、土壤Cd形態(tài)及土壤pH之間的相關(guān)性分析

如圖2所示，土壤可交換態(tài)Cd含量與土壤pH呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系，回歸方程為y=-0.037 5x+0.526 3，R2=0.743 3；土壤殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量與土壤pH呈極顯著正相關(guān)關(guān)系，回歸方程為y=0.043x-0.086 4，R2=0.797 9。稻麥籽粒Cd含量與土壤pH呈極顯著負(fù)相關(guān)。說(shuō)明隨著pH的升高，稻麥籽粒中Cd含量逐漸降低，促進(jìn)了不穩(wěn)定的可交換態(tài)逐漸向穩(wěn)定態(tài)的轉(zhuǎn)化。

圖2 可交換態(tài)Cd、殘?jiān)鼞B(tài)Cd以及稻麥籽粒Cd含量與土壤pH值的關(guān)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在極大程度上影響著土壤中的吸附-解吸和溶解-沉淀反應(yīng)，并對(duì)土壤重金屬溶解度和滯留度的影響超過(guò)任何其他單一因素，由此可見(jiàn)，其對(duì)于土壤中Cd賦存形態(tài)變化的顯著影響。當(dāng)環(huán)境酸度發(fā)生變化時(shí)，可交換態(tài)的金屬元素容易被生物體吸收，遷移性強(qiáng)；可還原態(tài)和可氧化態(tài)主要為氧化物、硫化物和有機(jī)物的結(jié)合態(tài)，可被生物間接吸收，其環(huán)境遷移性較弱；殘?jiān)鼞B(tài)主要是硅酸鹽類，遷移性很小，并且很難被生物體吸收利用，因此，在自然條件下，Cd進(jìn)入生物體中的幾率取決于可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)含量的多少[27]。石灰使土壤pH值升高，促進(jìn)土壤表面膠體所帶負(fù)電荷量增加，進(jìn)而增加重金屬離子的電性吸附，同時(shí)導(dǎo)致金屬陽(yáng)離子羥基態(tài)的形成，羥基態(tài)金屬離子與土壤吸附點(diǎn)位的親和力強(qiáng)于自由態(tài)金屬離子，因而pH值的變化對(duì)Cd可交換態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量產(chǎn)生顯著影響，進(jìn)而影響稻麥籽粒對(duì)Cd的吸收。可見(jiàn)，施加石灰對(duì)于酸性中輕度Cd污染耕地的修復(fù)具有顯著的效果，且根據(jù)相關(guān)性方程可知，石灰用量越大鈍化效果越明顯。

2.5 連施石灰對(duì)土壤養(yǎng)分的影響

根據(jù)表4可知，土壤TN含量變化不顯著，這與胡敏等[28]研究結(jié)果一致。T1、T2、T3土壤AN含量均低于T0，這是由于土壤pH的提高使土壤的反硝化作用增強(qiáng)，使得硝酸鹽還原成氮?dú)猓瑥亩档土送寥乐械貭I(yíng)養(yǎng)的含量[29]。T0、T1、T2土壤AP含量基本一致，而T3、T4土壤AP含量隨石灰用量的增加而提高。其中T0、T1、T2土壤為酸性和中性，T3、T4土壤為堿性，說(shuō)明土壤堿性越強(qiáng)，AP含量越高。這是因?yàn)槭┯檬腋淖兞送寥浪釅A性，增強(qiáng)了土壤微生物活性，從而促進(jìn)有機(jī)磷（OP）的礦化，使土壤中OP含量減少，AP含量增加。隨著石灰施用量的增加，AK含量呈先上升后下降的趨勢(shì)，說(shuō)明施用一定量的石灰，有利于提高土壤AK含量，利于作物生長(zhǎng)，但超過(guò)一定限值，AK含量降低，并逐漸達(dá)到一個(gè)穩(wěn)定狀態(tài)。土壤OM含量隨石灰用量的增加呈先上升后下降趨勢(shì)，一般來(lái)說(shuō)，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]研究發(fā)現(xiàn)，施用過(guò)量石灰會(huì)加速土壤表層腐殖質(zhì)的礦化，分別損失50%的C和46%的N，進(jìn)而降低了土壤OM含量。

根據(jù)全國(guó)第二次土壤普查推薦的土壤肥力分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，將試驗(yàn)后土壤養(yǎng)分與試驗(yàn)前土壤比較可知，3年連施石灰后土壤TN比原始土壤增加8.33%～13.10%，達(dá)到四級(jí)，為中等水平；AN比原始土壤增加-15.21%～2.18%，均達(dá)到一級(jí)極豐水平；AP比原始土壤增加-14.41%～39.92%，均達(dá)到二級(jí)豐富水平；AK比原始土壤增加-16.16%～39.01%，達(dá)到四～三級(jí)中等水平；OM比原始土壤增加3.35%～15.00%，達(dá)到二級(jí)豐富水平，由此說(shuō)明，3年連施石灰未破壞土壤肥力。因此，3年連施石灰的鈍化方式可應(yīng)用于Cd污染農(nóng)田實(shí)際農(nóng)耕活動(dòng)中。

表4 大田試驗(yàn)中不同施加量石灰處理的原始數(shù)據(jù)Table 4 Original data of different lime dosages in field experiment

2.6 土壤-植物系統(tǒng)GRA評(píng)價(jià)

由表4可知，石灰用量為750 kg·hm-2時(shí)適合于水稻高產(chǎn)，因?yàn)榈陀昧渴乙种屏怂靖祵?duì)土壤重金屬的吸收，促進(jìn)了籽粒產(chǎn)量形成，而高用量石灰加速土壤的板結(jié)與礦化，影響根系吸收營(yíng)養(yǎng)元素，降低籽粒質(zhì)量；石灰用量為1500 kg·hm-2時(shí)適合小麥高產(chǎn)，因?yàn)殡m然石灰利于增加小麥的有效分蘗，但大量石灰會(huì)使土壤pH值升高，降低土壤中P、Zn等元素的有效性，從而抑制小麥產(chǎn)量。因此均是低用量石灰更適于稻、麥高產(chǎn)。石灰用量為3000 kg·hm-2時(shí)稻麥籽粒Cd含量均低于國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)限值，同時(shí)該用量也最適合于土壤Cd鈍化，因?yàn)槭矣昧吭酱?，土壤pH升高越多，鈍化效果越明顯。本文旨在探討中輕度Cd污染農(nóng)田安全生產(chǎn)的最適石灰用量，因此需兼顧作物產(chǎn)量和Cd鈍化改良效果，而GRA能利用有限個(gè)指標(biāo)，經(jīng)計(jì)算評(píng)估出灰色關(guān)聯(lián)度最高的結(jié)果，即擁有最佳綜合性能的結(jié)果。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)受土壤特性、微生物、耕作、氣候等因素的不同程度影響，生產(chǎn)過(guò)程中呈現(xiàn)次序，使得土壤與植物構(gòu)成了系統(tǒng)，因此采用GRA評(píng)價(jià)這一系統(tǒng)是可行的。近年來(lái)GRA被逐漸應(yīng)用于各學(xué)科，如Shao等[32]將其用于土壤重金屬污染的評(píng)價(jià)。本研究選取土壤理化特性、MF-Cd和BF-Cd的估計(jì)值、稻麥產(chǎn)量及籽粒Cd含量等26個(gè)指標(biāo)作為評(píng)估指標(biāo)，利用GRA對(duì)土壤-植物系統(tǒng)進(jìn)行評(píng)價(jià)，各步驟計(jì)算結(jié)果詳見(jiàn)表5和表6。由圖3可知，石灰處理對(duì)于土壤Cd的穩(wěn)定及稻麥籽粒Cd含量的降低有明顯效果，其中T3灰色關(guān)聯(lián)度（r）最高。可見(jiàn)，石灰的施加對(duì)土壤-植物系統(tǒng)具有顯著的影響，石灰用量為2250 kg·hm-2時(shí)，最適合本研究系統(tǒng)。

3 結(jié)論

（1）施石灰能顯著降低稻麥籽粒Cd含量，隨著石灰用量的增加，降低幅度增大。石灰用量為3000 kg·hm-2時(shí)，稻麥籽粒Cd含量均低于國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)限值。

圖3 不同石灰用量下土壤-植物系統(tǒng)灰色關(guān)聯(lián)度的比較Figure 3 Comparison of grey relational grades of soil-plant system under different lime dosages

表5 原始數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化處理Table 5 Original data standardization processing results

表6 灰色關(guān)聯(lián)系數(shù)的計(jì)算值ηi（k）Table 6 The calculated values of grey relational coefficient ηi（k）

（2）施石灰能有效提高土壤pH值，隨著石灰用量的增多，土壤可交換態(tài)Cd含量明顯降低，殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量明顯升高，Cd穩(wěn)定性顯著提高。3年連施石灰未破壞耕地原有肥力。

（3）GRA分析表明石灰用量為2250 kg·hm-2時(shí)總體改良效果最佳。