茶麗娟，趙淑媛，馮鴻娟，周丹丹*

1. 昆明理工大學環(huán)境科學與工程學院，云南 昆明 650500；2. 云南省土壤固碳與污染控制重點實驗室，云南 昆明 650500

野生食用菌是指生長在人跡罕至的山林中，在自然界完全處于野生狀態(tài)的食用菌。與人工食用菌相比，野生食用菌因其具有更高的蛋白質、維生素、礦物質（鈣、磷、鉀、鐵等）及膳食纖維等特點而具有優(yōu)越的營養(yǎng)和保健價值，受到人們廣泛的推崇（于富強等，2002；楊祝良，2002；楊旭昆等，2016；馬明等，2017）。但近年來，由于人類活動頻繁，關于野生食用菌中重金屬人體健康風險屢有報道（Kojta et al.，2015；徐梅瓊等，2017；付潔等，2019）。目前野生食用菌對重金屬富集的研究較多，而對野生食用菌生長土壤中重金屬的研究較少，所以本研究將對野生菌生長土壤中重金屬形態(tài)及其影響因素進行研究。

土壤是野生食用菌生長的重要載體，而野生食用菌重金屬來源的主要渠道是土壤，如食用菌中Pb含量主要來自土壤（Kirchner et al.，1998）。有研究顯示，當土壤中Hg、Cd含量升高時，牛肝菌的Hg、Cd 含量也隨之升高（楊天偉等，2016a，2016b）。因此，土壤中重金屬高背景值是否存在高風險有待于進一步研究。在評價土壤重金屬風險時，重金屬總量僅表明其在土壤中的積累信息，不能如實反映其環(huán)境行為和生態(tài)效應。因而，評價土壤重金屬風險應該探討土壤重金屬的不同存在形態(tài)及其含量和比例，這將直接影響到重金屬在土壤中的遷移、轉化及生物毒性（朱波等，2002）。

云南省野生食用菌資源分布廣泛（遍及全省126個縣市）、產量大（主要集中于滇中、滇西地區(qū)）、種類繁多（以滇南地區(qū)為主）、種質豐富（占全國食用菌菌種的85.3%）等（孔祥飛，2009），是中國乃至全球野生食用菌重要產地。云南省有豐富的有色金屬和礦產資源，同時土壤重金屬背景值普遍較高，使得云南野生食用菌的品質安全問題受到大家的關注。因此，本研究以云南大理巍山常見的6種野生食用菌生長土壤（0—10、10—20 cm）和未生長野生食用菌土壤為研究對象，研究土壤中4種重金屬（Pb、Cu、Zn和Cd）的形態(tài)分布與土壤理化性質的關系，為探討野生食用菌生長土壤中重金屬的遷移和轉化提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況與采樣點位

研究區(qū)域位于云南省大理州巍山縣，在大理白族自治州南部，地處 99°55′—100°25′E、24°56′—25°32′N 之間，屬云嶺橫斷山脈的南延部分，地處哀牢山和無量山北段地區(qū)，和大理點蒼山遙遙相望，年平均降雨量804 mm，年日照總時數(shù)平均2188 h。海拔高度在 1146—3037 m。冬季平均氣溫大于5 ℃，無積雪和凍土；夏季平均氣溫 21 ℃，無酷暑。溫暖的氣候，為境內的動植物生殖、繁衍提供了良好條件。有野生植物300多種，主要有云南松（Pinu syunnanensis）、華山松（Pinu sarmandii）、高山栲（Castanopsis delavayi）、蘭花（Cymbidiumssp.）、菊花（Chrysanthemum）等。非常適合野生菌生長，出產雞樅菌（Termitomyces albuminosus）、牛肝菌（Boletus）、雞油菌(Cantharellus cibarius)、青頭菌(Russula virescens)、松茸（Tricholoma matsutake）、黑木耳（Auricularia auricula）等。巍山縣礦產資源主要有銻礦、銅礦、金礦、鐵礦、鉛鋅礦、石膏礦等。土壤有棕色針葉林土、水稻土、石灰?guī)r土等類型。本研究于2018年8月進行樣品采集。采樣點位基本情況見表1。

1.2 土壤樣品采集

野生食用菌對生長環(huán)境有嚴格的要求（鄭航，2017），因而供試土壤采集只能采取隨機布點的方式，隨機布設6種野生食用菌生長土壤區(qū)（0—10、10—20 cm）和未生長食用菌土壤區(qū)共計18個采樣點，采樣點分布圖如圖1所示。在野生食用菌生長的地方，將其枯枝落葉整理完后，輕輕將菌子撥倒或是鏟出，沿著菌絲或者是菌根的地方取0—10 cm的生長土壤，然后再取其10—20 cm的生長土壤。同時，在對應出菌地點旁未出野生食用菌的地方取其未長野生菌土壤（0—10 cm）。所有土壤樣品帶回實驗室，剔除碎石、雜物等，在通風避光的室內自然風干。將風干的樣品搗碎研磨后過100目篩，儲存于棕色玻璃瓶中備用。

表1 采樣點位基本情況表Table 1 Basic situation table of sampling points

1.3 測定方法

土壤pH值測定采用pH計（水土比為2.5∶1）；利用元素分析儀（vario MICRO cube，Elementar，德國）測定土壤中C、H、O、S和N含量；陽離子交換量（CEC）測定采用乙酸銨法（魯如坤，1999）；速效磷測定采用0.5 mol·L-1NaHCO3提取法（鮑士旦，2000）；重金屬元素（Pb、Zn、Cu和Cd）及其有效態(tài)含量分別采用HNO3-HF-H2O2微波消解法（蘇海芳等，2018）和二乙三胺五醋酸-三乙醇胺（DTPA-CaCl2-TEA）法（HJ 804—2016），利用原子吸收光譜儀（美國Varian AA240FS）進行測定。重金屬元素形態(tài)分布采用按改進 BCR連續(xù)提取法（張朝陽等，2012）測定。

所有土壤樣品在分析測定過程中，均設置標準樣品、空白試樣和重復試樣，確保數(shù)據(jù)的真實可靠。

圖1 采樣點分布圖Fig. 1 Distribution of sample points

1.4 數(shù)據(jù)處理

實驗數(shù)據(jù)采用Microsoft Excel 2013進行計算、處理，數(shù)據(jù)相關性分析采用SPSS 20.0進行Pearson相關性分析。用SPSS 20.0統(tǒng)計分析軟件進行單因素方差分析（One-way ANOVA），并且用Duncan法進行多重比較。顯著性水平P取0.05。

2 結果與分析

2.1 土壤基本理化特性

6種野生食用菌生長土壤（0—10、10—20 cm）和未生長食用菌土壤特性見表2和表3。與未生長野生食用菌土壤相比，生長野生食用菌土壤的陽離子交換量（CEC）、速效磷含量多數(shù)增加，如白牛肝生長區(qū)土壤與未生長區(qū)土壤 CEC分別為 11.6 cmol·kg-1和 7.53 cmol·kg-1、速效磷含量分別為 0.47 mg·kg-1和 0.31 mg·kg-1。速效磷含量的增加與野生食用菌菌絲體所分泌的有機酸有關，有機酸能夠使土壤中無機磷的Al-P和Fe-P活化從而提高了土壤中磷的有效性（Huang et al.，1996）。除爪哇鵝膏和白牛肝外，野生食用菌生長土壤較野生食用菌未生長土壤其O含量均增加，這可能是食用菌分泌大量有機酸（Heim et al.，2003；Manish et al.，2007；Fox et al.，1990）所致。同一生境下，與雞油菌生長土壤相比，青頭菌和爪哇鵝膏生長土壤pH值較高、極性較高而芳香性較低。此外，野生食用菌生長0—10 cm與10—20 cm土壤理化性質無明顯變化，這表明野生食用菌菌絲體分泌物在土壤中無明顯縱向遷移積累。

不同野生菌根際土壤和非根際土壤重金屬及其有效態(tài)含量見表3。野生菌生長0—10 cm土壤重金屬含量高低順序為：Zn＞Pb＞Cu＞Cd，而有效態(tài)含量順序是：Pb＞Zn＞Cu＞Cd。這表明野生菌生長的0—10 cm土壤中Pb活性較高。野生菌生長10—20 cm土壤重金屬含量高低順序為：Zn＞Pb＞Cu＞Cd；除白牛肝和雞樅菌生長土壤，野生菌生長 10—20 cm土壤重金屬有效態(tài)含量高低順序是：Pb＞Zn＞Cu＞Cd。這可能是由于野生菌生長過程中，菌絲所分泌物質成分的差異所致。此外，野生菌生長非根際土壤重金屬高低順序為：Zn＞Pb＞Cu＞Cd ； 有 效 態(tài) 含 量 高 低 順 序 為 ：Zn＞Pb＞Cu＞Cd。這表明野生菌生長所分泌的分泌物對重金屬尤其是Pb具有很好的活化作用。

表2 供試土壤基本特性Table 2 Physicochemical properties of soils

2.2 土壤重金屬有效態(tài)含量與其土壤理化性質的相關性分析

重金屬有效態(tài)含量與其土壤理化性質的相關系數(shù)見表 4。土壤中有效態(tài)銅含量與 pH值呈極顯著性正相關，這與在實驗土壤pH值（3.30—6.50）條件下，土壤中的Cu更易活化且主要以有機銅、Cu2+形式存在有關。土壤中 Cd、Pb、Zn等金屬離子在實驗土壤pH值（3.30—6.50）條件下主要以難溶的氫氧化物或碳酸鹽形式存在，因而 Pb、Zn、Cd有效態(tài)與pH值無明顯相關性。土壤中重金屬有效態(tài)含量與 CEC無顯著相關性，這與研究文獻中提及的一樣（常同舉，2014）。土壤膠體表面負電荷的多少決定了陽離子交換量的大小，而有關膠體表面所帶負電荷量又與土壤粘粒和土壤有機質的質量分數(shù)有關。因此，CEC對土壤重金屬各形態(tài)的影響復雜，相關性較?。ㄧ姇蕴m等，2009）。土壤中重金屬有效態(tài)含量與N含量關系不顯著，這可能有兩方面原因。其一是由于野生菌菌絲分泌物中含N物質很少，從而使其根際與非根際土壤中N含量無明顯差異；其二是土壤氮含量少且以無機氮為主，因而難以改變土壤中重金屬形態(tài)。有效態(tài) Cd含量與C含量呈顯著性正相關，而其他重金屬有效態(tài)含量與C含量之間的相關性不顯著，表明野生菌菌絲分泌物中含C物質對Cd有很好的活化作用（王進麗，2012）。有效態(tài)Cd和有效態(tài)Zn含量與H/C呈顯著性負相關，其他重金屬有效態(tài)含量與H/C之間相關性不顯著，這表明土壤的芳香性越強，越有利于有效態(tài)Cd和有效態(tài)Zn的存在。有效態(tài)Cu與S呈極顯著性正相關，這是因為土壤中硫含量高，其可以促進土壤中硫氧化還原菌的生長（林惠榮，2010），并使得Cu2S被氧化成Cu2+（韓聰美，2018）。有效態(tài)Zn含量與O含量呈顯著性正相關，其他重金屬有效態(tài)含量與O含量之間的相關性不顯著，表明O含量越高，越有利于土壤中Zn的活化。有效態(tài) Pb含量與速效磷含量呈顯著性負相關，鉛在速效磷存在的條件下，容易形成磷酸鉛沉淀，從而降低了有效態(tài)鉛的含量。有效態(tài)Cu、Zn與速效磷含量呈極顯著正相關，有效態(tài)Cd含量與速效磷含量無顯著相關性。

表3 土壤重金屬總量及有效態(tài)含量Table 3 Total and available state of soil heavy metals

表4 重金屬有效態(tài)含量與土壤理化性質相關系數(shù)Table 4 Correlation coefficient between available heavy metal content and soil physical and chemical properties

2.3 土壤重金屬形態(tài)與土壤理化性質的相關性分析

土壤重金屬形態(tài)與土壤理化性質相關性系數(shù)見表5?？蛇€原態(tài)Pb與S含量呈顯著負相關，可還原態(tài)的 Pb是指與鐵、錳氧化物反應生成結核體或包裹于沉積物顆粒表面的Pb（王逸群等，2018），土壤氧化鐵錳膠體為兩性膠體（韓春梅等，2005），當 S含量增加時，置換出 Pb2+，使之還原態(tài)的 Pb減少；殘渣態(tài)Pb與S含量、速效磷含量均呈顯著負相關。土壤中Cu的可氧化態(tài)與C含量呈極顯著負相關；Cu的殘渣態(tài)與CEC呈顯著正相關，這是因為土壤中陽離子為Cu提供了更多的吸附位點，從而使土壤對Cu的固定作用更強所致（韓張雄等，2017）。土壤中Zn的可氧化態(tài)與pH值、速效磷含量均呈顯著正相關，可氧化態(tài)的重金屬是指以不同形式進入或包裹在有機質顆粒上與其螯合或生成硫化物的那部分重金屬（王逸群等，2018），可氧化態(tài)的Zn隨pH升高，是由于土壤中有機質溶解度隨pH升高而增大，絡合能力增強，大量金屬被絡合而使可氧化態(tài)的 Zn增多（丁疆華等，2001）；Zn的殘渣態(tài)與pH、S含量、速效磷含量均呈極顯著正相關，這是土壤中pH、S含量和速效磷含量等增加，更易使 Zn形成難溶性 Zn所致（陳艷龍，2017）。土壤中的可還原態(tài)Cd及可氧化態(tài)Cd與土壤中pH、S含量、速效磷含量均呈極顯著正相關，這表明土壤中pH、S含量和速效磷含量升高能促使土壤可交換態(tài)Cd轉化為可還原態(tài)Cd及可氧化態(tài)Cd（閆帥成等，2016）。

表5 重金屬各形態(tài)與土壤理化性質相關系數(shù)Table 5 Correlation coefficient between various forms of heavy metals and physical and chemical properties of soil Oxidizable

3 結論

（1）與非根際土壤相比，食用菌生長根際土壤的CEC、速效磷含量增加。除爪哇鵝膏和白牛肝外，野生食用菌生長根際土壤較非根際土壤中 O含量增加。同一生境下，與雞油菌生長土壤相比，青頭菌和爪哇鵝膏生長土壤pH值較高、極性較高而芳香性較低。此外，野生食用菌菌絲體分泌物在土壤中無明顯縱向遷移積累。野生菌生長所分泌的分泌物對重金屬尤其是Pb具有很好的活化作用。

（2）土壤芳香性越高，其有效態(tài)Cd和有效態(tài)Zn含量越高。提高土壤中有機質含量，能夠促進Zn和Cd的遷移轉化能力。磷肥的施用能夠在一定程度上降低Pb的遷移轉化而增強Cu和Zn遷移轉化。

（3）S和速效磷含量的增加能夠促使Pb可還原態(tài)和殘渣態(tài)向其他形態(tài)轉化；提高土壤 CEC和有機質含量將分別有助于土壤中殘渣態(tài)Cu的形成以及降低可氧化態(tài) Cu。在云南巍山地區(qū)降低土壤中pH、S及速效磷含量將能降低Zn和Cd的遷移轉化能力。