野生菌生长土壤中重金属形态影响因素研究

茶丽娟，赵淑媛，冯鸿娟，周丹丹*

1. 昆明理工大学环境科学与工程学院，云南 昆明 650500；2. 云南省土壤固碳与污染控制重点实验室，云南 昆明 650500

野生食用菌是指生长在人迹罕至的山林中，在自然界完全处于野生状态的食用菌。与人工食用菌相比，野生食用菌因其具有更高的蛋白质、维生素、矿物质（钙、磷、钾、铁等）及膳食纤维等特点而具有优越的营养和保健价值，受到人们广泛的推崇（于富强等，2002；杨祝良，2002；杨旭昆等，2016；马明等，2017）。但近年来，由于人类活动频繁，关于野生食用菌中重金属人体健康风险屡有报道（Kojta et al.，2015；徐梅琼等，2017；付洁等，2019）。目前野生食用菌对重金属富集的研究较多，而对野生食用菌生长土壤中重金属的研究较少，所以本研究将对野生菌生长土壤中重金属形态及其影响因素进行研究。

土壤是野生食用菌生长的重要载体，而野生食用菌重金属来源的主要渠道是土壤，如食用菌中Pb含量主要来自土壤（Kirchner et al.，1998）。有研究显示，当土壤中Hg、Cd含量升高时，牛肝菌的Hg、Cd 含量也随之升高（杨天伟等，2016a，2016b）。因此，土壤中重金属高背景值是否存在高风险有待于进一步研究。在评价土壤重金属风险时，重金属总量仅表明其在土壤中的积累信息，不能如实反映其环境行为和生态效应。因而，评价土壤重金属风险应该探讨土壤重金属的不同存在形态及其含量和比例，这将直接影响到重金属在土壤中的迁移、转化及生物毒性（朱波等，2002）。

云南省野生食用菌资源分布广泛（遍及全省126个县市）、产量大（主要集中于滇中、滇西地区）、种类繁多（以滇南地区为主）、种质丰富（占全国食用菌菌种的85.3%）等（孔祥飞，2009），是中国乃至全球野生食用菌重要产地。云南省有丰富的有色金属和矿产资源，同时土壤重金属背景值普遍较高，使得云南野生食用菌的品质安全问题受到大家的关注。因此，本研究以云南大理巍山常见的6种野生食用菌生长土壤（0—10、10—20 cm）和未生长野生食用菌土壤为研究对象，研究土壤中4种重金属（Pb、Cu、Zn和Cd）的形态分布与土壤理化性质的关系，为探讨野生食用菌生长土壤中重金属的迁移和转化提供依据。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况与采样点位

研究区域位于云南省大理州巍山县，在大理白族自治州南部，地处 99°55′—100°25′E、24°56′—25°32′N 之间，属云岭横断山脉的南延部分，地处哀牢山和无量山北段地区，和大理点苍山遥遥相望，年平均降雨量804 mm，年日照总时数平均2188 h。海拔高度在 1146—3037 m。冬季平均气温大于5 ℃，无积雪和冻土；夏季平均气温 21 ℃，无酷暑。温暖的气候，为境内的动植物生殖、繁衍提供了良好条件。有野生植物300多种，主要有云南松（Pinu syunnanensis）、华山松（Pinu sarmandii）、高山栲（Castanopsis delavayi）、兰花（Cymbidiumssp.）、菊花（Chrysanthemum）等。非常适合野生菌生长，出产鸡枞菌（Termitomyces albuminosus）、牛肝菌（Boletus）、鸡油菌(Cantharellus cibarius)、青头菌(Russula virescens)、松茸（Tricholoma matsutake）、黑木耳（Auricularia auricula）等。巍山县矿产资源主要有锑矿、铜矿、金矿、铁矿、铅锌矿、石膏矿等。土壤有棕色针叶林土、水稻土、石灰岩土等类型。本研究于2018年8月进行样品采集。采样点位基本情况见表1。

1.2 土壤样品采集

野生食用菌对生长环境有严格的要求（郑航，2017），因而供试土壤采集只能采取随机布点的方式，随机布设6种野生食用菌生长土壤区（0—10、10—20 cm）和未生长食用菌土壤区共计18个采样点，采样点分布图如图1所示。在野生食用菌生长的地方，将其枯枝落叶整理完后，轻轻将菌子拨倒或是铲出，沿着菌丝或者是菌根的地方取0—10 cm的生长土壤，然后再取其10—20 cm的生长土壤。同时，在对应出菌地点旁未出野生食用菌的地方取其未长野生菌土壤（0—10 cm）。所有土壤样品带回实验室，剔除碎石、杂物等，在通风避光的室内自然风干。将风干的样品捣碎研磨后过100目筛，储存于棕色玻璃瓶中备用。

表1 采样点位基本情况表Table 1 Basic situation table of sampling points

1.3 测定方法

土壤pH值测定采用pH计（水土比为2.5∶1）；利用元素分析仪（vario MICRO cube，Elementar，德国）测定土壤中C、H、O、S和N含量；阳离子交换量（CEC）测定采用乙酸铵法（鲁如坤，1999）；速效磷测定采用0.5 mol·L-1NaHCO3提取法（鲍士旦，2000）；重金属元素（Pb、Zn、Cu和Cd）及其有效态含量分别采用HNO3-HF-H2O2微波消解法（苏海芳等，2018）和二乙三胺五醋酸-三乙醇胺（DTPA-CaCl2-TEA）法（HJ 804—2016），利用原子吸收光谱仪（美国Varian AA240FS）进行测定。重金属元素形态分布采用按改进 BCR连续提取法（张朝阳等，2012）测定。

所有土壤样品在分析测定过程中，均设置标准样品、空白试样和重复试样，确保数据的真实可靠。

图1 采样点分布图Fig. 1 Distribution of sample points

1.4 数据处理

实验数据采用Microsoft Excel 2013进行计算、处理，数据相关性分析采用SPSS 20.0进行Pearson相关性分析。用SPSS 20.0统计分析软件进行单因素方差分析（One-way ANOVA），并且用Duncan法进行多重比较。显著性水平P取0.05。

2 结果与分析

2.1 土壤基本理化特性

6种野生食用菌生长土壤（0—10、10—20 cm）和未生长食用菌土壤特性见表2和表3。与未生长野生食用菌土壤相比，生长野生食用菌土壤的阳离子交换量（CEC）、速效磷含量多数增加，如白牛肝生长区土壤与未生长区土壤 CEC分别为 11.6 cmol·kg-1和 7.53 cmol·kg-1、速效磷含量分别为 0.47 mg·kg-1和 0.31 mg·kg-1。速效磷含量的增加与野生食用菌菌丝体所分泌的有机酸有关，有机酸能够使土壤中无机磷的Al-P和Fe-P活化从而提高了土壤中磷的有效性（Huang et al.，1996）。除爪哇鹅膏和白牛肝外，野生食用菌生长土壤较野生食用菌未生长土壤其O含量均增加，这可能是食用菌分泌大量有机酸（Heim et al.，2003；Manish et al.，2007；Fox et al.，1990）所致。同一生境下，与鸡油菌生长土壤相比，青头菌和爪哇鹅膏生长土壤pH值较高、极性较高而芳香性较低。此外，野生食用菌生长0—10 cm与10—20 cm土壤理化性质无明显变化，这表明野生食用菌菌丝体分泌物在土壤中无明显纵向迁移积累。

不同野生菌根际土壤和非根际土壤重金属及其有效态含量见表3。野生菌生长0—10 cm土壤重金属含量高低顺序为：Zn＞Pb＞Cu＞Cd，而有效态含量顺序是：Pb＞Zn＞Cu＞Cd。这表明野生菌生长的0—10 cm土壤中Pb活性较高。野生菌生长10—20 cm土壤重金属含量高低顺序为：Zn＞Pb＞Cu＞Cd；除白牛肝和鸡枞菌生长土壤，野生菌生长 10—20 cm土壤重金属有效态含量高低顺序是：Pb＞Zn＞Cu＞Cd。这可能是由于野生菌生长过程中，菌丝所分泌物质成分的差异所致。此外，野生菌生长非根际土壤重金属高低顺序为：Zn＞Pb＞Cu＞Cd ； 有 效 态 含 量 高 低 顺 序 为 ：Zn＞Pb＞Cu＞Cd。这表明野生菌生长所分泌的分泌物对重金属尤其是Pb具有很好的活化作用。

表2 供试土壤基本特性Table 2 Physicochemical properties of soils

2.2 土壤重金属有效态含量与其土壤理化性质的相关性分析

重金属有效态含量与其土壤理化性质的相关系数见表 4。土壤中有效态铜含量与 pH值呈极显著性正相关，这与在实验土壤pH值（3.30—6.50）条件下，土壤中的Cu更易活化且主要以有机铜、Cu2+形式存在有关。土壤中 Cd、Pb、Zn等金属离子在实验土壤pH值（3.30—6.50）条件下主要以难溶的氢氧化物或碳酸盐形式存在，因而 Pb、Zn、Cd有效态与pH值无明显相关性。土壤中重金属有效态含量与 CEC无显著相关性，这与研究文献中提及的一样（常同举，2014）。土壤胶体表面负电荷的多少决定了阳离子交换量的大小，而有关胶体表面所带负电荷量又与土壤粘粒和土壤有机质的质量分数有关。因此，CEC对土壤重金属各形态的影响复杂，相关性较小（钟晓兰等，2009）。土壤中重金属有效态含量与N含量关系不显著，这可能有两方面原因。其一是由于野生菌菌丝分泌物中含N物质很少，从而使其根际与非根际土壤中N含量无明显差异；其二是土壤氮含量少且以无机氮为主，因而难以改变土壤中重金属形态。有效态 Cd含量与C含量呈显著性正相关，而其他重金属有效态含量与C含量之间的相关性不显著，表明野生菌菌丝分泌物中含C物质对Cd有很好的活化作用（王进丽，2012）。有效态Cd和有效态Zn含量与H/C呈显著性负相关，其他重金属有效态含量与H/C之间相关性不显著，这表明土壤的芳香性越强，越有利于有效态Cd和有效态Zn的存在。有效态Cu与S呈极显著性正相关，这是因为土壤中硫含量高，其可以促进土壤中硫氧化还原菌的生长（林惠荣，2010），并使得Cu2S被氧化成Cu2+（韩聪美，2018）。有效态Zn含量与O含量呈显著性正相关，其他重金属有效态含量与O含量之间的相关性不显著，表明O含量越高，越有利于土壤中Zn的活化。有效态 Pb含量与速效磷含量呈显著性负相关，铅在速效磷存在的条件下，容易形成磷酸铅沉淀，从而降低了有效态铅的含量。有效态Cu、Zn与速效磷含量呈极显著正相关，有效态Cd含量与速效磷含量无显著相关性。

表3 土壤重金属总量及有效态含量Table 3 Total and available state of soil heavy metals

表4 重金属有效态含量与土壤理化性质相关系数Table 4 Correlation coefficient between available heavy metal content and soil physical and chemical properties

2.3 土壤重金属形态与土壤理化性质的相关性分析

土壤重金属形态与土壤理化性质相关性系数见表5。可还原态Pb与S含量呈显著负相关，可还原态的 Pb是指与铁、锰氧化物反应生成结核体或包裹于沉积物颗粒表面的Pb（王逸群等，2018），土壤氧化铁锰胶体为两性胶体（韩春梅等，2005），当 S含量增加时，置换出 Pb2+，使之还原态的 Pb减少；残渣态Pb与S含量、速效磷含量均呈显著负相关。土壤中Cu的可氧化态与C含量呈极显著负相关；Cu的残渣态与CEC呈显著正相关，这是因为土壤中阳离子为Cu提供了更多的吸附位点，从而使土壤对Cu的固定作用更强所致（韩张雄等，2017）。土壤中Zn的可氧化态与pH值、速效磷含量均呈显著正相关，可氧化态的重金属是指以不同形式进入或包裹在有机质颗粒上与其螯合或生成硫化物的那部分重金属（王逸群等，2018），可氧化态的Zn随pH升高，是由于土壤中有机质溶解度随pH升高而增大，络合能力增强，大量金属被络合而使可氧化态的 Zn增多（丁疆华等，2001）；Zn的残渣态与pH、S含量、速效磷含量均呈极显著正相关，这是土壤中pH、S含量和速效磷含量等增加，更易使 Zn形成难溶性 Zn所致（陈艳龙，2017）。土壤中的可还原态Cd及可氧化态Cd与土壤中pH、S含量、速效磷含量均呈极显著正相关，这表明土壤中pH、S含量和速效磷含量升高能促使土壤可交换态Cd转化为可还原态Cd及可氧化态Cd（闫帅成等，2016）。

表5 重金属各形态与土壤理化性质相关系数Table 5 Correlation coefficient between various forms of heavy metals and physical and chemical properties of soil Oxidizable

3 结论

（1）与非根际土壤相比，食用菌生长根际土壤的CEC、速效磷含量增加。除爪哇鹅膏和白牛肝外，野生食用菌生长根际土壤较非根际土壤中 O含量增加。同一生境下，与鸡油菌生长土壤相比，青头菌和爪哇鹅膏生长土壤pH值较高、极性较高而芳香性较低。此外，野生食用菌菌丝体分泌物在土壤中无明显纵向迁移积累。野生菌生长所分泌的分泌物对重金属尤其是Pb具有很好的活化作用。

（2）土壤芳香性越高，其有效态Cd和有效态Zn含量越高。提高土壤中有机质含量，能够促进Zn和Cd的迁移转化能力。磷肥的施用能够在一定程度上降低Pb的迁移转化而增强Cu和Zn迁移转化。

（3）S和速效磷含量的增加能够促使Pb可还原态和残渣态向其他形态转化；提高土壤 CEC和有机质含量将分别有助于土壤中残渣态Cu的形成以及降低可氧化态 Cu。在云南巍山地区降低土壤中pH、S及速效磷含量将能降低Zn和Cd的迁移转化能力。