紅托竹蓀重金屬形態(tài)及活性炭對其品質(zhì)影響的研究

程志飛, 劉慧娟

(1.貴州農(nóng)業(yè)職業(yè)學院, 貴陽 551400; 2.貴州醫(yī)科大學, 貴陽 550025)

紅托竹蓀位列草八珍,有“菌中皇后”美譽,是貴州地理標志性產(chǎn)品。貴州特殊的喀斯特環(huán)境為竹蓀生長發(fā)育提供了優(yōu)良的自然條件。隨著生活水平的提高,紅托竹蓀作為餐桌上的佳肴“飛入尋常百姓家”,但是紅托竹蓀中重金屬含量超標直接影響該產(chǎn)品的出口和產(chǎn)業(yè)化種植。近年來,研究發(fā)現(xiàn)竹蓀中重金屬的含量主要來源于土壤[1],但是研究如何減少竹蓀對土壤中重金屬的吸收相對較少?；钚蕴孔鳛橛行У闹亟饘傥廴就寥佬迯筒牧媳粡V泛的研究,但活性炭對竹蓀富集土壤中重金屬的抑制規(guī)律報道較少[2]。筆者通過智能出菇房采取層載法栽培紅托竹蓀,分析了土壤和竹蓀樣品中Pb、Cd、Cr、Hg、As的總含量、土壤中Pb、Cd、Cr、Hg、As形態(tài)(交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機結合態(tài)、殘渣態(tài))、土壤理化性質(zhì)(pH、有機質(zhì)、氮、磷、鉀),全面了解重金屬在竹蓀子實體(菌蓋、菌托、菌裙、菌柄)中的分布特征、富集特點,以期為貴州省紅托竹蓀產(chǎn)業(yè)提質(zhì)增效。

1 阻抗試驗與分析方法

1.1 活性炭改良劑紅托竹蓀栽培試驗

選用1～2 cm孔篩對竹蓀基地的土壤進行過篩,噴淋稀釋500倍的吡蟲啉和阿維菌素的混合液并用塑料封蓋2～3 d,再使用臺秤稱量簸箕盛取處理后的100 kg土壤作為一份竹蓀栽培土壤,分開堆放共計21份?；钚蕴颗c土壤分別按1 g/kg、2 g/kg、4 g/kg、6 g/kg、8 g/kg、10 g/kg的比例設置,每一個比例分別設置3個平行對照添加活性炭,標記編號Y1、Y2、Y3、Y4、Y5、Y6,混合均勻,并設置3個空白組,標記為Y0,備用。

1.2 樣品采集及檢測方法

1.2.1樣品采集

采用智能出菇房層載方法進行竹蓀栽培,采集分析Y0～Y6組土壤樣和竹蓀樣。根據(jù)HJ/166-2004規(guī)定按照5點法采集活性炭改良劑處理前后的紅托竹蓀基質(zhì)土壤,用于確定活性炭改良劑處理前后,土壤中Cd、Cr、Hg、Pb、As的含量變化規(guī)律,并對土壤重金屬形態(tài)(交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機結合態(tài)、殘渣態(tài))和土壤理化性質(zhì)(pH、有機質(zhì)、氮、磷、鉀)進行分析,并對不同組織(整株、菌帽、菌裙、菌柄、菌托)中Pb、Cd、Cr、Hg、As的含量進行測定。

1.2.2檢測方法

具體檢測方法見表1。

表1 檢測方法

表2 土壤背景值及紅托竹蓀污染限值 單位:mg/kg

1.3 分析方法及標準

1.3.1富集系數(shù)

紅托竹蓀不同組織部位對重金屬(Pb、Cd、Cr、Hg、As)的富集能力存在很大的差異[8],實驗采用富集系數(shù)反映紅托竹蓀不同組織部位對重金屬(Pb、Cd、Cr、Hg、As)富集的能力,公式如下:

式中:BAF為富集系數(shù),C竹蓀為重金屬測量值,單位:mg/kg;C土壤為對應點位土壤重金屬含量,單位:mg/kg。

1.3.2參考標準

1.4 數(shù)據(jù)的處理和分析

利用Excel軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析,采用Orining8.5軟件進行繪圖。

2 結果與討論

2.1 紅托竹蓀土壤理化性質(zhì)

土壤的理化性質(zhì)對紅托竹蓀富集重金屬的能力和子實體的品質(zhì)至關重要[9],pH值直接影響土壤的養(yǎng)分、微生物和生物有效性,另外,pH值偏小會有利于重金屬的釋放,加劇大形真菌對重金屬的富集。由表3可知,試驗空白土壤的pH=6.73有利于紅托竹蓀對土壤微量元素的吸收。有機質(zhì)能夠絡合重金屬元素從而減少紅托竹蓀對重金屬的可利用性,試驗空白土壤的有機質(zhì)含量為23.81 g/kg,相對比較好。氮磷鉀是土壤肥力的重要指標[10],試驗空白土壤氮含量為2.18 g/kg、磷含量為6 158.36 mg/kg、鉀含量為7 259.17 mg/kg,說明土壤相對比較肥沃,有利于紅托竹蓀的生長發(fā)育。

表3 土壤理化性質(zhì)

2.2 紅托竹蓀土壤重金屬形態(tài)

土壤中重金屬的形態(tài)直接影響紅托竹蓀累積重金屬的能力,因此研究基質(zhì)土壤各重金屬形態(tài)的分布及規(guī)律[11],有助于解析紅托竹蓀富集某重金屬元素的能力受形態(tài)的影響,對竹蓀栽培具有一定的指導意義。本研究對土壤Pb、Cd、Cr、Hg、As的5種形態(tài)進行分析,結果如圖1所示。由圖1可知,紅托竹蓀土壤重金屬各形態(tài)所占比例各不相同,對Pb、Cr、As而言,殘渣態(tài)>鐵錳氧化物結合態(tài)>有機結合態(tài)>可交換態(tài)>碳酸鹽結合態(tài);對Hg而言,殘渣態(tài)>有機結合態(tài)>鐵錳氧化物結合態(tài)>可交換態(tài)=碳酸鹽結合態(tài)?？傮w來看,Pb、Cd、Cr、Hg、As形態(tài)均以殘渣態(tài)為主,碳酸鹽結合態(tài)最小,Cd和Hg可交換態(tài)所占比例較高;Pb的鐵錳氧化物結合態(tài)、有機結合態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)均高于Cd、Cr、Hg和As所對應的形態(tài);Cr的殘渣態(tài)最大,Pb的可交換態(tài)最大可被生物直接利用吸收[12-13]。

圖1 土壤中不同重金屬形態(tài)所占百分比

2.3 紅托竹蓀不同組織中重金屬含量

由圖2可知,紅托竹蓀的不同組織部位中Pb、Cd、Cr、Hg、As的含量各不相同,從整體來看,Cd(1.75 mg/kg)>Cr(0.64 mg/kg)>As(0.58 mg/kg)>Pb(0.35 mg/kg)>Hg(0.09 mg/kg);就Pb而言,菌裙(0.68 mg/kg)>菌柄(0.47 mg/kg)>菌帽(0.29 mg/kg)>菌托(0.21 mg/kg);就Cr而言,菌托(1.25 mg/kg)>菌裙(0.71 mg/kg)>菌帽(0.57 mg/kg)>菌柄(0.43 mg/kg);就Cd而言,菌帽(1.92 mg/kg)>菌柄(1.87 mg/kg)>菌托(1.26 mg/kg)>菌裙(1.18 mg/kg);就Hg而言,菌柄(0.16 mg/kg)>菌裙(0.07 mg/kg)>菌帽(0.06 mg/kg)>菌托(0.04 mg/kg);就As而言,菌裙(1.68 mg/kg)>菌柄(0.54 mg/kg)>菌帽(0.39 mg/kg)>菌托(0.37 mg/kg)。從紅托竹蓀不同組織看,菌裙主要富集As和Cd,菌帽和菌柄主要富集Cd,菌托主要富集Cd和Cr。對比紅托竹蓀及木材基質(zhì)中重金屬含量發(fā)現(xiàn)除Pb外,紅托竹蓀中Cd、Cr、Hg和As的含量均高于木材。

圖2 紅托竹蓀不同組織中重金屬含量

2.4 改良劑添加量對紅托竹蓀土壤重金屬的影響

由表4可知,栽培土壤中Pb、Cd、Cr、Hg、As的含量受活性炭的影響不大,但土壤的結構發(fā)生了變化,其基本的理化性質(zhì)是否受到影響,對重金屬的形態(tài)也存在一定的影響[14-16]。因此,子實體中重金屬含量與改良劑添加量的關系有待進一步研究[17]。

表4 改良劑添加量對重金屬含量的影響

3 結 論

Pb、Cd、Cr、Hg、As形態(tài)均以殘渣態(tài)為主,碳酸鹽結合態(tài)最小,Cd和Hg可交換態(tài)所占比例較高;Pb的鐵錳氧化物結合態(tài)、有機結合態(tài)、可交換態(tài)、碳酸鹽結合態(tài)均高于Cd、Cr、Hg和As所對應的形態(tài);Cr的殘渣態(tài)最大,Pb的可交換態(tài)最大,可被生物直接利用吸收。菌裙主要富集As和Cd,菌帽和菌柄主要富集Cd,菌托主要富集Cd和Cr。對比紅托竹蓀及木材基質(zhì)中重金屬含量發(fā)現(xiàn),除Pb外,紅托竹蓀中Cd、Cr、Hg和As的含量均高于木材。栽培土壤中Pb、Cd、Cr、Hg、As的含量受活性炭的影響不大,但土壤的結構發(fā)生了變化,其基本的理化性質(zhì)是否受到影響,對重金屬的形態(tài)也存在一定影響。