我国食用菌平均每年产量已超过2.26×10⁷ t，其培养基废料（菌渣）年产量亦达到1.13×10⁸ t以上，大部分菌渣被焚烧、丢弃或就地堆弃，不仅给环境带来了巨大的危害，还造成了大量农业可利用有机物料的浪费^[1-3]。国内外已有研究表明，菌渣能改良土壤结构，并含有能够供给植物生长所需的营养元素，已在生产实践中作为肥料施用，取得了比较好的经济价值^[4-7]。然而，由于食用菌培养基原料中添加有畜禽粪便等物料，可能导致菌渣中残留大量的重金属元素，如Cu、Pb、Zn和Cd等，若长期大量施用可能会给土壤带来重金属污染^[8]。因此，菌渣还田如何在体现经济价值的同时，避免农田土壤的重金属污染，是当前菌渣还田利用急需解决的问题。因而，基于土壤重金属风险和经济价值的菌渣适宜还田量评估具有重要研究意义。

目前针对农业废弃物还田后的土壤重金属风险研究，多集中于利用综合污染指数法、潜在生态风险指数法、地累积法等重金属污染评价法与环境容量法等评估施用农业废弃物多年后农田土壤重金属含量的污染状况^[9-10]。然而，少有文献对农业废弃物还田后土壤重金属年净增加值进行风险评价，以此来评估农业废弃物还田对于土壤重金属的风险情况。同时，当前对于农业废弃物还田的经济价值研究较多，也比较成熟，多以投入产出比为基础来衡量农业废弃物还田的利用方式和评估适宜还田量，但是鲜有文献基于投入产出比评估菌渣还田量^[11-12]。因此，本文将借鉴重金属污染评价法中的综合污染指数法和潜在生态风险指数法对农田土壤重金属年净增加值进行评价，并结合菌渣还田下的投入产出比分析，对菌渣适宜还田量进行评估。

成都平原作为四川省重要的食用菌生产基地之一，其菌渣产量随食用菌产量增长而与日俱增，由于菌渣利用手段少，利用效率低，若处理不当容易给成都平原带来污染风险^[13]。随着“化肥零增长”行动方案的实施和农业产业化发展，我国主要商品粮基地之一的成都平原需要寻找能够代替化肥的安全有机肥源，因此结合土壤重金属生态风险和经济效益评估菌渣适宜还田量，对成都平原的农业可持续发展具有重要意义。本研究以成都平原稻麦轮作区作为研究对象，以成都平原主要食用菌品种之一的双孢蘑菇的菌渣作为主要供试材料，以菌渣还田下农田土壤重金属年净增加值的生态风险及菌渣还田的投入产出比情况为基础，评估成都平原稻麦轮作区的菌渣适宜还田量，以期为成都平原菌渣还田利用提供科学的数据支撑。

1 材料与方法 1.1 供试土壤理化性质

2014年5月到2016年5月在成都市桤泉镇开展田间试验，试验地为水稻田，其耕作层土壤（0~20 cm）理化性质如下：砂粒、粉粒和粘粒分别为16%、55%和29%，pH为6.45、有机质含量为27.18 g·kg^-1、全氮含量为2.36 g·kg^-1、全磷为1.93 g·kg^-1、全钾为21.92 g·kg^-1、Cu为35.81 mg·kg^-1、Pb为40.32 mg·kg^-1、Zn为81.20 mg·kg^-1、Cd为0.17 mg·kg^-1。

1.2 供试材料

供试菌渣为双孢蘑菇培养基废料，由当地食用菌合作社提供，经测定含水量为15.38%，另含有机质331.56 g·kg^-1、全氮15.57 g·kg^-1、全磷25.35 g·kg^-1、全钾19.67 g·kg^-1、Cu 34.86 mg·kg^-1、Pb 25.69 mg·kg^-1、Zn 64.88 mg·kg^-1和Cd 0.29 mg·kg^-1。

供试化肥为试验地周边农户稻麦种植常用化肥，有尿素（含N量为46%）、过磷酸钙（含P₂O₅量为12%）和钾肥（含K₂O量为60%）。经测定，尿素中Cu、Pb、Zn和Cd含量分别为0.73、8.34、19.78 mg·kg^-1和0.47 mg·kg^-1；过磷酸钙中Cu、Pb、Zn和Cd含量分别为36.54、38.68、75.21 mg·kg^-1和3.99 mg·kg^-1；钾肥中Cu、Pb、Zn和Cd含量分别为2.11、16.65、24.75 mg·kg^-1和1.94 mg·kg^-1。

1.3 试验设计

试验共设计7个处理，分别为不施肥对照（CK），常规化肥（CF），菌渣分别提供25%、50%、75%、100%和125%的N（M1~M5），参照试验地周边农户水稻季施肥量（N、P₂O₅和K₂O分别为150、75 kg·hm^-2和75 kg·hm^-2）和小麦季施肥量（N、P₂O₅和K₂O分别为180、90 kg·hm^-2和90 kg·hm^-2）为标准，若菌渣提供的养分不足由化肥补充，化肥和菌渣均在作物种植前作为底肥一次性施入，具体试验方案见表 1。水稻和小麦供试品种分别为宜香优2115和内麦3号。试验小区采用随机区组排列，各小区面积30 m²，重复3次，试验期间保持同一小区的位置和处理不变，作物产量按照各小区实际收获量计产。第一个稻麦轮作周期从2014年5月30日到2015年5月12日，第二个稻麦轮作周期从2015年5月22日到2016年5月13日。

1.4 测定方法及质量控制

土壤重金属含量测定：在2014年5月25日、2015年5月12日和2016年5月13日，小区内土样（0~20 cm）采用五点法采集并混合成一个代表样带回实验室，自然风干后，研磨过100目筛（0.15 mm）待测。经HNO₃-HF-HClO₄三酸消煮并过滤，采用火焰原子吸收光谱法（Solaar M6，Thermo Fisher Scientific，美国）测定滤液Cu、Pb、Zn含量，采用石墨炉原子吸收光谱法（Solaar M6，Thermo Fisher Scientific，美国）测定Cd含量^[14-15]。

化肥及菌渣重金属含量测定：经HNO₃-HClO₄消煮，过滤后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，采用石墨炉原子吸收光谱法（Solaar M6，Thermo Fisher Scientific，美国）测定Cd含量^[16-17]。

质量控制：试验中试剂均为优级纯，试验分析用水均为超纯水（Milli-Q仪器制成）。试验所用器皿均浸泡于硝酸溶液中至少24 h，然后用去离子水冲洗和超纯水润洗。每批样品在消解过程中均会添加土壤标样和空白作为分析质量控制。重金属Cu、Pb和Zn回收率均处于允许范围内（95%~105%），重金属Cd回收率均处于允许范围内（90%~110%）。

1.5 计算公式 1.5.1 潜在生态风险指数法

本文借鉴潜在生态风险评价指数法，对土壤重金属净增加值进行潜在生态风险系数计算，为菌渣适宜量评估提供数据支撑。其公式为：

式（1）、（2）中，E_i是土壤i重金属元素潜在生态风险系数；C_i为土壤i重金属元素实测含量，mg·kg^-1；S_i为土壤i重金属元素的标准值[《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、Pb、Zn和Cd标准值分别为50、80、200 mg·kg^-1和0.3 mg·kg^-1]；T_i为i重金属的毒性系数，Cu、Pb、Zn和Cd毒性系数分别为5、5、1和30；P是指土壤综合潜在生态风险系数；E_n是土壤第n种重金属潜在生态风险系数^[18-19]。

1.5.2 综合污染指数

本文借鉴综合污染指数法，对土壤重金属净增加值进行综合污染系数计算，为评估菌渣适宜量提供科学的数据支撑。其公式为：

式（3）、（4）中，CPI为n种重金属的综合污染指数；PI_i为i重金属元素的污染指数；M_i是i重金属元素的实测值；S_i是i重金属元素的标准值，为便于比较，将标准值与式（1）和（2）统一，Cu、Pb、Zn和Cd标准值分别为50、80、200和0.3 mg·kg^-1。

1.5.3 投资利润率

利用投入产出比对菌渣还田的经济效益进行评估，以此来评估菌渣还田量^[11]。其计算公式为：

式（5）、（6）中，NI为净收入，元·hm^-2；ROI为投入产出比；B为作物的全部经济产出，元·hm^-2；C为生产成本，元·hm^-2。

1.6 数据统计分析

应用SPSS 19.0软件，利用单因素方差分析（ANOVA）对土壤Cu、Pb、Zn和Cd含量及净增加值的差异性及显著性进行SNK检验。

2 结果与讨论 2.1 农田土壤Cu、Pb、Zn和Cd含量

由菌渣还田下农田土壤重金属含量（图 1）可知，试验开始前各个处理农田土壤重金属含量差异不显著（P>0.05）。随着化肥和菌渣的施用和时间的推移，各处理之间土壤重金属含量差异逐渐显现，Cu、Pb、Zn和Cd含量均有不同程度增加，都符合《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ/T 332—2006）要求。其中，施入高量菌渣的M5处理下农田土壤Cu、Pb和Zn含量最高，均显著高于菌渣与化肥混施的M1~M3处理和常规施肥CF处理（P < 0.05）。常规施肥CF处理与M5处理农田土壤Cd含量最高，两者之间差异不显著（P>0.05），但均显著高于其他处理（P < 0.05）。这一情况可能与化肥和菌渣等物料带入土壤的重金属种类及含量不同有关^[20]。

2.2 基于农田土壤重金属风险的菌渣还田量评估

为直观了解菌渣对土壤重金属Cu、Pb、Zn和Cd的影响，经CF、M1~M5处理下土壤重金属Cu、Pb、Zn和Cd含量得到Cu、Pb、Zn和Cd年净增加值，通过回归分析得到菌渣年施用量与土壤重金属Cu、Pb、Zn和Cd年净增加值的回归关系，如图 2所示。Cu、Pb和Zn年净增加值与菌渣年施用量的回归关系分别为y_Cu=4.98×10^-6x+1.84×10^-1，y_Pb=6.16×10^-6x+2.39×10^-1和y_Zn=1.42×10^-6x+2.10×10^-1，显著性均为P < 0.05，表明Cu、Pb和Zn年净增加值与菌渣年施用量的回归关系具有显著性。由图可知，随着菌渣年施用量的增加，Cu、Pb和Zn年净增加值呈现上升的趋势。而Cd年净增加值与菌渣年施用量的回归关系为y_Cd=3.01×10^-11 x²-7.53×10^-7x+1.02×10^-2，其P=0.046 < 0.05，表明Cd年净增加值与菌渣年施用量的回归关系同样具有显著性，呈现出随菌渣年施用量增高，Cd年净增加值先减小后增大的趋势。有研究表明，这种情况可能与化肥特别是过磷酸钙有一定的关系^[20]。由于受到生产原料及生产工艺影响，造成过磷酸钙中重金属含量尤其是Cd含量普遍高于其他化肥，长期施用后土壤Cd含量增加明显^[20]。因而，随着菌渣年施用量逐渐增加，过磷酸钙等化肥的施用量缓慢减少，造成了Cd年净增加值减少。而随着菌渣年施用量不断增多，农田土壤Cd年净增加值受到菌渣影响超过化肥对其的影响，Cd年净增加值随菌渣年施用量增多而不断上升。

由于农田土壤重金属风险受到多种重金属的毒性、生态敏感性等因素的影响，应用潜在生态风险指数法，得到菌渣年施用量与农田土壤重金属年净增加值潜在生态风险系数的回归方程y_P=2.78×10^-9x²-6.89×10^-5x+1.05，P=0.049 < 0.05，回归关系具有显著性，其曲线趋势如图 3所示，与y_Cd回归方程的趋势类似，这可能与潜在生态风险评价法中设定的Cd元素毒性系数较高有关系。有研究表明，潜在生态风险指数法的结果受到Cd等毒性系数较高的重金属影响较大，容易造成评价结果趋势与毒性系数较高的重金属的含量趋势相近^[21]。通过方程计算，当x=12 390时，即菌渣施用量为12 390 kg·hm^-2时，农田土壤重金属年净增加值的潜在生态风险系数最低，为0.618 9。从农田土壤重金属潜在生态风险角度考虑，潜在生态风险系数小于0.62时，经计算，菌渣施用量为11 763~13 018 kg·hm^-2。

有研究者认为潜在生态风险指数法中重金属元素的毒性加权系数具有一定主观性^[21]。为使得结果更具科学性，利用综合污染指数法，得到菌渣年施用量与农田土壤重金属年净增加值综合污染系数的回归方程y_CPI=9.30×10^-11x²-2.09×10^-6x+4.15×10^-2，P=0.038 < 0.05，回归关系具有显著性，其趋势如图 3，经计算得到当x=11 237时，即菌渣施用量为11 237 kg·hm^-2时，农田土壤重金属年净增加值的综合污染系数最低，为0.029 8。从农田土壤重金属综合污染指数角度考虑，年净增加值综合污染系数小于0.03时，得到菌渣施用量为9623~12 850 kg·hm^-2。因此，结合潜在生态风险系数和综合污染系数的结果，菌渣年施用量应为11 763~12 850 kg·hm^-2。

2.3 基于投入产出比的菌渣适宜还田量评估

经调查，生产成本包括种子、化肥、菌渣、农药、机械（打田及收割）、人工（施肥、播种等），经济产出包括籽粒（当地按照水稻2.2元·kg^-1和小麦1.6元·kg^-1收购）和秸秆（用于菌渣培养基生产，当地按照400元·t^-1收购）。由菌渣还田下稻麦轮作周期的平均生产成本与经济产出情况（表 2）可知，菌渣还田下随着菌渣年施用量逐渐增加，化肥和菌渣等施入物料成本比例由16.04%增涨到26.11%，由于试验地菌渣均为人工搬运并施入农田，导致人工费用比例也由31.45%增涨到33.14%。然而，作物籽粒和秸秆的产出随着菌渣施入量的增多呈现出先上升后下降的状况。已有研究表明，菌渣中能够被作物利用和吸收的N不到10.8%，因而需要增施无机化肥才能满足作物生长的需求。可见，适量的菌渣配施无机化肥，可促进作物生产及产出，但是随着菌渣施用量不断增多，无机化肥施入量明显减少，导致作物所能利用的营养物质减少，不利于作物生长，造成经济产出表现出“凸”趋势^{[5, 11]}。其中M2和M3处理下经济产出最高，较常规施肥CF处理显著高出14.84%和16.48%（P < 0.05）。经统计，随着菌渣施入量增多，各处理的净收入呈现出先上升后下降的趋势，其中M2处理净收入最高，达到13 366元·hm^-2，比CF处理高23.14%，M5处理净收入最低，只有6393元·hm^-2，仅为M2处理的47.83%。

为探究菌渣年施用量与菌渣还田的经济价值的关系，将菌渣年施用量与菌渣还田下投入产出比进行回归分析，得到y_ROI=-1.80×10^-9x²+3.15×10^-5x+0.896（图 4），P=0.001 < 0.05，表明菌渣还田投入产出比与菌渣年施用量的回归关系具有显著性，随菌渣年施用量增加，投入产出比出现先增加后减少的趋势。经计算，当菌渣施用量为8750 kg·hm^-2时，投入产出比最高可达到1.03。若从经济价值角度出发，将投入产出比设定为大于1，经计算菌渣适宜还田量为4429~13 071 kg·hm^-2。

结合基于土壤重金属风险所得到的菌渣年还田量11 763~12 850 kg·hm^-2来计算，菌渣还田下农田土壤重金属净增加值潜在生态风险系数小于0.62，综合污染系数小于0.03，投入产出比大于1，既能使农田土壤重金属污染程度较低，也能达到菌渣还田促进农户增收的效果。综上所述，菌渣适宜还田量应为11 763~12 850 kg·hm^-2，即水稻季菌渣适宜还田量为5347~6416 kg·hm^-2，小麦季菌渣还田量宜为5841~7009 kg·hm^-2。

为进一步确保菌渣还田量的安全性，将菌渣施用量与菌渣适宜还田量相近的M2处理所种植的水稻和小麦籽粒进行化学分析。其结果表明，作物籽粒Cu、Pb、Zn和Cd含量均满足国家食品安全标准（GB 2762—2005）要求。因此，该菌渣还田量不会给水稻和小麦籽粒带来Cu、Pb、Zn和Cd的重金属污染风险^[22]。

3 结论

（1）随着菌渣年施用量的增加，Cu、Pb和Zn年净增加值呈现出上升的趋势，而Cd年净增加值表现出先减小后增加的趋势。

（2）当菌渣施用量为11 763~12 850 kg·hm^-2时，农田土壤重金属年净增加值生态风险较低；当菌渣施用量为4429~13 071 kg·hm^-2时，投入产出比大于1，经济效益较高。

（3）结合土壤重金属生态风险和经济效益考虑，水稻季菌渣适宜还田量为5347~6416 kg·hm^-2，小麦季菌渣还田量宜为5841~7009 kg·hm^-2。经测定，该菌渣还田量不会给作物籽粒带来Cu、Pb、Zn和Cd的重金属污染风险。