成都平原是我国重要商品粮产区之一，对维持区域粮食安全具有重要的作用^[1]。随着农业集约化程度的提高，需要扩大有机肥源以维护粮食安全生产和改善农产品品质，因此寻找可靠和丰富的有机肥源将会为区域安全生产提供重要支撑^[2]。然而，近年来随着食用菌和养殖业发展，该区域当前食用菌废渣和以猪粪为主的畜禽粪便年产量已分别超过3.0×10⁷ t和4.0×10⁷ t。由于利用途径少、效率低，大量菌渣和猪粪等农业废弃物被丢弃、焚烧等，对周边生产、生活和生态造成恶劣的影响^[3]。已有研究表明，菌渣和猪粪等农业废弃物是一个巨大的有机资源库，施用菌渣、猪粪等有机肥不仅能有效改善因长期暴施化肥而恶化的土壤结构，还能提高农田环境的有机质含量，调节农田养分的释放能力^[4-6]。因此，探索以菌渣和猪粪为主的农业废弃物替代化肥施用的可行性，具有重要的研究价值。

菌渣和猪粪中均残留有一定数量的重金属元素，施用可能会给农田生长的作物带来重金属污染风险^[7-9]。由于作物器官内富集重金属，食用这些有机肥施用所生产的作物会对人体带来一定的重金属威胁^[10]，但目前有关菌渣及猪粪还田下稻麦作物器官中重金属含量及风险评价的对比研究鲜有报道，因而探讨菌渣、猪粪还田下作物重金属富集情况和风险评估的差异具有科学研究意义。本研究以成都平原麦稻粮食主产区试验地为研究对象，研究不同量的菌渣和猪粪替代部分化肥对麦稻作物器官内重金属含量变化特征及作物器官不同利用下的重金属风险进行评估，以期为成都平原农业废弃物有效利用提供初步的理论依据。

1 材料与方法 1.1 供试土壤性质

2014年11月到2015年10月，在成都平原中西部崇州市桤泉镇进行田间试验，供试土壤为渗育黄潮田，耕作方式为麦稻轮作。试验地耕作层土壤（0~20 cm）理化性质经测定分别为：pH 6.45、总有机碳（TOC）15.91 g·kg^-1、全氮（TN）2.26 g·kg^-1、全磷（TP）1.83 g·kg^-1、全钾（TK）23.92 g·kg^-1、铜（Cu）35.80 mg·kg^-1、镉（Cd）0.17 mg·kg^-1、铅（Pb）40.34 mg·kg^-1、锌（Zn）81.29 mg·kg^-1。

1.2 供试材料

供试菌渣为桤泉镇双孢蘑菇合作社提供的培养基废料，其主要成分经测定分别为：TOC 303.28 g·kg^-1、TN 13.36 g·kg^-1、TP 21.53 g·kg^-1、TK 16.72 g·kg^-1、Cu 34.43 mg·kg^-1、Cd 0.28 mg·kg^-1、Pb 25.68 mg·kg^-1、Zn 65.54 mg·kg^-1。

供试猪粪由百事康有机肥厂提供，经腐熟后进行还田施用。腐熟后猪粪经测定，含TOC 244.41 g·kg^-1、TN 26.41 g·kg^-1、TP 58.30 g·kg^-1、TK 7.81 g·kg^-1、Cu 166.03 mg·kg^-1、Cd 1.78 mg·kg^-1、Pb 37.62 mg·kg^-1、Zn 244.95 mg·kg^-1。

供试化肥为当地麦稻轮作常用化肥，分别是尿素（含N 46%）、过磷酸钙（含P₂O₅ 12%）和钾肥（进口加拿大红钾，含K₂O 60%）。

1.3 试验设计

依据当地小麦常规施肥量（N、P₂O₅、K₂O分别为180、90、90 kg·hm^-2）和水稻常规施肥量（N、P₂O₅、K₂O分别为150、75、75 kg·hm^-2）为施肥标准，试验设计8个处理，分别为空白对照（CK）、常规化肥（CF）、菌渣供N 25%（M1）、菌渣供N 50%（M2）、菌渣供N 75%（M3）、猪粪供N 25%（S1）、猪粪供N 50%（S2）、猪粪供N 75%（S3）。不同处理保持总N一致，N、P₂O₅和K₂O不足由化肥补足，具体试验方案见表 1。

小麦和水稻品种为当地常规品种，分别是内麦3号和宜香优2115。小区试验采用定位及完全随机区组排列，保持3次重复并维持小区的位置及处理不变，每个小区的面积为32 m²（8 m×4 m）。依照当地施肥习惯，化肥、菌渣和猪粪均全部一次性施入。

1.4 测定方法及质量控制

土壤重金属测定：在施肥前、小麦季收获期和水稻季收获期随机采集5点土样混合组成一个代表样并带回实验室，经自然风干、研磨过0.15 mm筛待测。经HNO₃、HF、HClO₄消煮、过滤，采用石墨炉原子吸收光谱法（Solaar M6，Thermo Fisher Scientific，美国）测定滤液Cd含量，采用火焰原子吸收光谱法（Solaar M6，Thermo Fisher Scientific，美国）测定滤液Cu、Pb和Zn含量。

植物重金属测定：在小麦及水稻收获期随机采集5处的整株植株混合组成一个代表样并带回实验室，将根、茎叶和籽粒分开处理，植物样先后用自来水和无离子水清洗后，在65 ℃恒温烘72 h，磨碎成粉状（0.5 mm），并用HNO₃-HClO₄进行消煮、过滤，采用石墨炉原子吸收光谱法（Solaar M6，Thermo Fisher Scientific，美国）测定滤液重金属Cd含量，采用火焰原子吸收光谱法（Solaar M6，Thermo Fisher Scientific，美国）测定Cu、Pb和Zn含量。

土壤理化性质测定：pH值按照水土比5:1，采用pH计（pHs-3C，上海精密科学仪器有限公司）测定；有机质（OM）采用重铬酸钾外加热法测定；TN采用半微量开氏法测定；TP采用NaOH熔融-钼锑抗比色法测定；TK采用NaOH熔融-火焰光度法测定。

菌渣及猪粪理化性质测定：OM采用重铬酸钾外加热法测定；TN采用H₂SO₄-铬粒-混合催化剂消煮法测定；TP采用H₂SO₄-HNO₃-钒钼黄比色法测定；TK采用H₂SO₄-HNO₃-火焰光度法测定。

试验所用试剂均是优级纯，分析用水均采用由Milli-Q仪器制成的高纯水。每批样品在消解过程中添加土壤标样、植物标样和空白作为分析质量控制。

1.5 计算公式 1.5.1 富集系数

富集系数用于评估不同还田处理下小麦和水稻根、茎叶和籽粒对重金属的积累情况^[11-12]。其计算公式为：

式中：BF _i^a为作物a器官i重金属元素的富集系数；C_i^a为作物a器官i重金属元素实测含量，mg·kg^-1；S_i^C为土壤i重金属元素实际含量，mg·kg^-1。

小麦和水稻成熟期时土壤Cu、Cd、Pb和Zn含量如表 2所示。

1.5.2 潜在生态风险评价

经调查，试验地周边的作物根和茎叶多数直接还田或作为食用菌培养基原料利用。由于作物根和茎叶在生长过程中通常会吸收大部分重金属，可能对不同生产环境带来潜在生态风险，本研究借鉴目前对于大气沉降中重金属潜在风险评价的思路及方法，以根和茎叶用途下的土壤及食用菌培养基重金属标准为标准值，对根和茎叶重金属含量进行潜在生态风险评价^[13-15]，其公式为：

式中：E _i^a为作物a器官i重金属元素潜在生态风险系数；C _i^a为作物a器官i重金属元素实测含量，mg·kg^-1；E_i^S为不同生产环境的i重金属元素的标准值，mg·kg^-1，直接还田利用时依据《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ/T 332-2006）旱作水作标准（pH < 6.5），Cu、Cd、Pb、Zn的标准值分别为50、0.3、80、200 mg·kg^-1，用于食用菌栽培时，依照《无公害食品--食用菌产地环境条件》（NY 5358-2007），Cd、Pb标准值分别为0.4、50 mg·kg^-1，因该标准不涉及Cu和Zn，故Cu、Zn标准值依据《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ/T 332-2006）蔬菜用地标准（pH < 6.5），其值分别为50、200 mg·kg^-1；T_i为i重金属元素的毒性系数Cu、Cd、Pb、Zn的毒性系数分别为5、30、5、1；P^a为作物^a器官重金属综合潜在生态风险系数；E_aⁿ为作物^a器官第ⁿ种重金属元素潜在生态风险系数。参照最初潜在生态风险评价分级标准设定的思路，得到本文的等级划分标准，见表 3^[16-18]。

1.5.3 健康风险评价

健康风险评价是对能够给人体造成威胁的有毒有害物质的定量评价^[19-20]。本文借鉴此类评价方法对麦稻籽粒的健康风险进行评价^[21]。其公式为：

式中：ADI_i为单位体重i重金属元素的日均摄取量，mg·kg^-1·d^-1；C_i为籽粒中i重金属元素的实测含量，mg·kg^-1；IR为日均作物籽粒摄入量，kg·d^-1；EF为摄入频率，d·a^-1；ED为摄入年限，a；EA为预期年限（成人以平均预期寿命为准，幼儿以6岁为准^[22]），a；AA为调查对象的平均年龄，a；BW为平均体重，kg；AT为总平均摄入时间，d；RfD_i为日均i重金属元素参考剂量，依据US EPA（2000），Cu、Cd、Pb、Zn分别为4×10^-2、4×10^-3、1×10^-3、3×10^-1 mg·kg^-1·d^-1[21]。其他相关参数详见表 4。

此外，HQ_i为i重金属元素的高危值，HI_a为a食物高危指数，即a食物中n种重金属元素的高危值之和，THI为1 d内摄入m种食物对人体造成的高危指数之和，都可分为三个等级。若值≤1，表明某种食物或饮食习惯对于人体健康风险没有明显的重金属威胁；若值>1，表明对于人体健康会有一定的重金属威胁；若值>10，表明对人体具有慢性毒性^[20-22]。假定烹调过程中食物中重金属元素的毒性及活性不发生任何改变。

1.6 数据统计分析

采用SPSS 20.0软件进行数据分析，并应用其单因素方差（ANOVA）对土壤Cu、Cd、Pb和Zn含量，小麦和水稻成熟期根、茎叶和籽粒产量，Cu、Cd、Pb和Zn含量，富集系数和风险系数的差异性及显著性进行SNK检验。

2 结果与讨论 2.1 菌渣、猪粪还田下麦稻产量情况

由小麦/水稻产量统计结果（表 5）可知，低量和中量猪粪还田配施化肥（S1和S2）与低量和中量菌渣还田配施化肥（M1和M2）处理的小麦和水稻的籽粒及秸秆产量比常规施肥处理（CF）显著高出3.88%~19.42%（P < 0.05）。不同处理对比得到，菌渣与化肥配施（M1~M3）小麦籽粒产量差异不显著（P > 0.05），低量和中量猪粪与化肥配施（S1和S2）下小麦籽粒产量显著高于高量猪粪还田（S3）（P < 0.05），菌渣、猪粪配施化肥各处理之间的小麦秸秆产量差异不显著（P > 0.05）；M1、M2和S2处理下水稻籽粒产量显著高于其他施肥处理（P < 0.05），低量和中量菌渣、猪粪配施化肥还田下水稻秸秆产量显著高于高量菌渣、猪粪配施化肥处理（P < 0.05）。

2.2 菌渣、猪粪还田下麦稻各器官重金属含量及富集特征 2.2.1 麦稻各器官重金属含量

菌渣、猪粪还田处理下麦稻各器官重金属含量如表 6。成熟期麦稻中各器官重金属含量均呈现Zn（20.09~54.36 mg·kg^-1）>Cu（4.96~11.51 mg·kg^-1）>Pb（0.158~5.00 mg·kg^-1）>Cd（0.127~0.481 mg·kg^-1）。重金属在器官中分布呈现根>茎叶>籽粒，与已有植物重金属含量由地下部分向地上部分逐渐减小的研究结论一致^[25]。从作物类型看，水稻根、茎叶中Cu、Cd、Pb和Zn含量比小麦高0.49%~34.70%；而籽粒中有所不同，水稻籽粒Cd和Pb含量较小麦略高3.77%~11.62%，但Cu和Zn含量比小麦低12.33%~21.95%。这表明，不同重金属元素在同一作物和器官中的含量具有差异性，而同一重金属元素在不同作物和器官中的含量也存在不同^[25]。对比不同处理下作物器官重金属含量得出，Cd在作物器官中含量基本呈现出猪粪与化肥混施>常规化肥>菌渣与化肥混施，Cu和Zn含量均表现为S1~S3>M1~M3>CF，而Pb含量规律不太明显，常规化肥下Pb含量较少。已有研究表明，处理间重金属含量差异，可能与施入的物料重金属含量不同有关，随施入物料带入的重金属总量增多，作物重金属含量呈现出上升的趋势^[26]。

2.2.2 麦稻各器官重金属富集特征

从麦稻各器官重金属富集系数（图 1）得到，重金属在作物器官中富集系数呈现出Cd>Zn>Cu>Pb，可见Cd和Zn较其他重金属活动性更高稳定性更差，更易在作物各器官中迁移与富集^{[11, 27]}。重金属元素在作物器官中的富集系数表现出根>茎叶>籽粒，与其含量规律相同。已有研究表明，这一现象符合重金属在植物体内由下到上富集程度逐渐降低的迁移规律，由新陈代谢相对旺盛的器官向营养储存器官茎叶和籽粒等逐渐减少^[24]。重金属元素在根系部分的富集系数较高，一方面可能在微生物的作用下促进了根对于重金属的吸收和固定，另一方面重金属元素进入根内又受到蛋白质、核酸等影响而沉积，使得根成为植物体内重金属富集最高的器官^[29]。对比各个作物器官的Cu、Cd和Zn富集系数可得出，猪粪配施化肥处理比相同供N比例的菌渣配施化肥处理高，并随着高量有机物料配施化肥处理向低量有机物料配施化肥处理逐渐降低。而对比作物各器官中Pb富集系数仅可得到高量有机物料配施化肥处理向低量有机物料配施化肥处理逐渐降低，猪粪+化肥施肥与相同供N比例菌渣+化肥施肥处理之间的差异并不显著（P > 0.05）。可能由于Pb的移动性较差，使得Pb富集系数较低，各处理之间差异不显著^[11]。

2.3 菌渣、猪粪还田下麦稻各器官重金属风险评价 2.3.1 根和茎叶重金属潜在生态风险评价

作物根系重金属含量较高，收割时通常将根仍残留在土壤中，这样可能会给土壤带来重金属污染风险。因此参照《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ/T 332-2006）对作物根重金属含量进行风险评价（表 7）。菌渣、猪粪还田处理下根的综合潜在风险系数为40.16~49.76，均处于轻微风险等级，呈现出猪粪与化肥混施>常规化肥>菌渣与化肥混施，表明作物根给土壤带来的重金属污染风险有限，其中采用猪粪与化肥配施比菌渣与化肥配施对作物根造成的重金属污染风险大。此外，相同处理下水稻根潜在风险系数比小麦高4.33%~9.16%。4种重金属元素之中，Cd的风险指数达到39.03~48.03，占综合风险指数的96.48%~97.20%，处于中等污染风险，而Cu、Pb和Zn的风险系数均低于30，仅具有轻微风险，表明水稻根保留在土壤中的重金属风险较高，尤其以Cd污染风险为主^[29]。对比不同处理之间的系数得到，高量猪粪与化肥配施还田（S3）下小麦根潜在生态风险显著大于低、中量猪粪还田（S1和S2）以及菌渣与化肥配施还田（M1~M3），而水稻季下高量猪粪与化肥配施还田（S3）下作物根的重金属潜在生态风险显著大于低、中量菌渣与化肥配施还田（M1和M2），表明高量猪粪还田下作物根的重金属风险较高，菌渣还田下作物根所带来的重金属风险较低。

试验区周边作物茎叶通常有直接还田利用和作为食用菌培养基原料两种主要利用方式。因此，本文以《无公害食品--食用菌产地环境条件》（NY 5358-2007）和《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ/T 332-2006）对不同作用下其对生产环境的潜在风险进行评价（表 8）。小麦/水稻茎叶直接还田利用（32.92~40.37）和作为食用菌培养基原料（24.93~30.64）的重金属潜在风险均为轻微等级，作物茎叶直接还田利用的风险较高。水稻茎叶部分的风险系数（25.45~40.37）比小麦（24.93~39.58）高，其中高、中量猪粪与化肥配施处理（S2、S3）下茎叶部分的风险指数均比菌渣与化肥混施处理（S1~S3）显著高出8.51%~15.31%（P < 0.05），表明水稻茎叶部分带来的重金属风险较大，其中高中量猪粪与化肥配施下的潜在风险较高。结合物质循环理论与实际生产需求，为降低重金属污染风险，茎叶部分利用时宜将水稻茎叶多作为食用菌培养基原料，小麦茎叶部分可多进行直接还田利用；猪粪与化肥配施下茎叶部分都应作为食用菌培养基原料；麦稻轮作施肥时，宜适当添加菌渣。

2.3.2 籽粒重金属健康风险评价

经调查得到，试验区百姓食用米面主要来自产地农田，借鉴US EPA目标危害系数方法得到麦稻籽粒的健康风险评价情况。由表 9可得，籽粒中Cu、Cd、Pb和Zn单一重金属健康风险系数均低于1，Cd风险系数最高，表明单一重金属对人体健康威胁明显，其中Cd对人体威胁较高。对比HI高危指数发现，各处理下水稻高危指数均大于1，小麦高危指数基本小于1，表明依据当地饮食习惯及食量，所食用水稻籽粒对人体健康有一定影响，而小麦籽粒不会对人体带来影响。THI健康风险指数呈现出幼儿男>成年男>幼儿女>成年女>1，表明当地主食食用对人体健康具有一定的威胁，其中男性和幼儿更易暴露于重金属风险下。

对比各处理下麦稻籽粒的健康风险系数得到，S3、S2和S1均显著高于CF、M1和M2处理（P < 0.05），表明猪粪与化肥配施处理比常规化肥、低量和中量菌渣与化肥配施处理带来的健康风险更大，其中高量猪粪配施化肥生产的麦稻籽粒对人体健康造成的重金属威胁最大。当地居民膳食结构除了主食外，还包括蔬菜、肉类等食物，有研究指出它们依然含有一定量的重金属，因此选择健康风险威胁最小的M1和M2处理（P > 0.05），即菌渣提供25%~50%的N并与化肥配施的处理方案作为该区域麦稻种植的推荐^[30]。然而，由于地区、食用菌种类和基料及养殖厂家等差异，可能会导致菌渣和猪粪中重金属含量有所差别，加之不同地区麦稻品种的差异，也可能导致其对重金属的吸收和累积状况不同。因此，评估不同地区施用菌渣和猪粪带来的重金属风险，应根据实际情况采用较长时期的田间试验数据进行评价更具客观性。

3 结论

（1）小麦/水稻器官中重金属含量由地下部分到地上部分逐渐减小，各器官中重金属含量呈现出Zn>Cu>Pb>Cd，而富集系数表现为Cd>Zn>Cu>Pb，高量猪粪配施化肥处理下作物各器官不同重金属元素的含量及富集系数均为最高。

（2）作物器官风险系数表现为猪粪+化肥处理>常规化肥>菌渣+化肥处理，其中高量猪粪配施化肥处理下作物器官的重金属风险最大。

（3）综合作物器官含量情况和风险系数，该区域施肥方案推荐：作物重金属含量较低及带来重金属风险较小的菌渣供N为25%~50%与化肥配施的处理方案。