贵州岩溶地区土壤-红托竹荪(Dictyophora rubrovalvata)系统Cd迁移累积特征及其影响因素研究

刘桂华，王德美，秦 松，柴冠群，罗沐欣键，范成五①

(1.贵州省农业科学院土壤肥料研究所，贵州 贵阳 550006；2.贵州大学农学院，贵州 贵阳 550025)

土壤是人类赖以生存的根本，但随着工农业的不断发展，土壤重金属污染日益成为威胁区域生态系统、农产品质量和人类健康的主要问题[1-2]。《全国土壤污染状况调查公报》数据显示，我国耕地土壤点位超标率达19.40%，其中镉(Cd)是超标率最高的元素，超标率为7%[3]。Cd广泛存在于生态环境中，是毒性最强的重金属元素之一，具有很强的蓄积性和生物富集性[4]，可通过食物链暴露进入人体后危害人类健康。贵州省喀斯特地貌发育完全且分布集中，碳酸盐岩裸露面积占全省面积的61.9%，碳酸盐岩分布区域内土壤Cd含量的背景值远高于全国平均值，是典型的Cd地球化学异常区[5]。Cd是贵州省农业土壤的主要污染元素[6]，据全国土壤重金属调查显示，贵州土壤中Cd含量最小值为0.042 mg·kg-1，最大值为7.65 mg·kg-1，平均值为0.659 mg·kg-1[7]，已明显高于GB 15618—2018《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》。许华杰等[8]对贵州省菜地土壤和蔬菜中Cd含量进行了测定，结果表明菜地土壤中Cd含量平均值为0.385 mg·kg-1，土壤Cd超标率为52.1%。张家春等[9]调查表明，贵州省草海湿地周边耕地表层土壤中Cd平均含量是贵州省土壤元素背景值的1.44倍。

红托竹荪(Dictyophorarubrovalvata)属担子菌亚门(Basidiomycotina)竹荪属(Dictyophora)，具有较高的药用和食用价值，被称为“菌中皇后”,是已知竹荪中最好的品种[10]。贵州省已成为国内红托竹荪的主产地，占据了我国竹荪出口市场的90%以上，其中织金竹荪于2010年成功申报为国家地理标志产品，成为一项特色富民和高效产业[11]。吴迪等[12]研究发现，贵州红托竹荪基地土壤中Cd的平均含量为1.06 mg·kg-1，对基地土壤生态环境已造成较强或很强的生态危害。李存雄等[13]对黔西北红托竹荪种植区土壤中重金属的研究表明，种植区土壤中Cd的平均含量为0.945 mg·kg-1，Cd是土壤污染的主要重金属元素之一，且与Cu、Hg和As 3种重金属具有极显著的正相关关系。土壤重金属污染日益成为影响农产品质量和产量的主要因子。红托竹荪对Cd的富集性强，且红托竹荪需覆土栽培[14]，因此土壤中的大部分重金属Cd会被红托竹荪吸收富集。

研究表明，土壤pH值、有效态Cd含量和土壤质地等均影响土壤Cd的生物有效性[15-16]。唐豆豆等[17]研究了地质高背景农田重金属富集特征，结果表明土壤有效态重金属含量、pH值、有机质含量和CaO含量是影响水稻籽实重金属含量的主要因子。唐世琪等[18]对岩溶区土壤镉生物有效性影响因子进行了研究，发现土壤pH值、有机质含量、黏土矿物含量是影响Cd生物有效性的主要因素，但关于岩溶地区Cd在土壤-红托竹荪系统的迁移特征及其影响因素的研究较少。因此，笔者以贵州典型岩溶区红托竹荪种植基地为研究对象，研究了红托竹荪对土壤中Cd的吸收累积特征，并采用Spearman相关性和主成分分析(PCA)探讨了贵州典型岩溶区土壤矿质元素对土壤总Cd含量、Cd的赋存形态和Cd吸收累积的影响，旨在为岩溶区Cd污染基地中红托竹荪安全生产和基地土壤的修复治理提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区位于贵州织金县熊家场镇某红托竹荪种植基地，规模为20 hm2，境内属典型喀斯特岩溶地貌，平均海拔1 340 m。属亚热带季风气候区，年均降水量约1 400 mm，年均气温15.7 ℃，年均日照时数1 285 h，年均无霜期305 d，适宜红托竹荪种植。区内为碳酸盐岩发育的黄壤，主要土地利用类型为农用地，包括水田、旱地和林地。

1.2 样品采集

按照NY/T 395—2012《农田土壤环境质量监测技术规范》的要求，结合基地种植规模，在卫星图上均匀布设26个采样点位(图1)，采用GPS工具箱定位，每个样点按照梅花点法，采集5点混合样。采集红托竹荪样品，并协同用木铲采集0～20 cm土壤样品，共26对。样品带回实验室，土样经自然风干后拣出动植物残体以及碎石等杂物，用研钵研磨过2和0.149 mm孔径尼龙筛，装袋密封备用。红托竹荪样品分为菌体和菌托2个部分，先用自来水冲洗2～3次，再用超纯水润洗1～2次，60 ℃下烘至恒重，粉碎过0.25 mm孔径筛，备用待测。

图1 样品点位分布

1.3 分析方法

土壤pH值采用玻璃电极法(ISE)测定(水土质量比为1∶2.5)；土壤有机质含量采用重铬酸钾容量法测定；土壤全Se含量采用HCl-HNO3消解，原子荧光测定；土壤Cu、Zn、K、Ca、Fe、Mn全量采用HCl-HNO3-HF-HClO4消解，火焰原子吸收分光光度法测定；土壤全Cd含量采用HF-HNO3-H2O2消解，电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定；土壤有效态Cd含量采用DTPA浸提，ICP-MS测定；土壤Cd赋存形态的提取程序见表1，提取液使用ICP-MS 测定；红托竹荪中Cd含量采用硝酸消解，ICP-MS测定。分析过程中所有样品均设置平行样和空白，并以国家标准物质(土样：GBW07405；竹荪样：GBW100348)进行质量控制，平行样结果相对偏差范围在0～10%，质控样结果在标准值范围内，保证测定结果的准确性。

1.4 数据处理与分析

采用Microsoft Excel 2016软件对数据进行整理和分析，SPSS 23.0软件进行数据相关性分析和主成分分析，Origin 8.5软件制图。富集系数(BCF，FBC)是作物地上部Cd含量与土壤中Cd含量的比值，能反映作物吸收Cd的能力，其计算公式为

FBC=CA/CS。

(1)

式(1)中，CA为红托竹荪地上部Cd含量，mg·kg-1；CS为土壤Cd含量，mg·kg-1。

转运系数(TF，FT)是作物各部位Cd含量的比值，反映了作物将Cd从一个部位向下一个部位转运的能力，其计算公式为

FT=CJ/CT。

(2)

式(2)中，CJ为红托竹荪菌体Cd含量，mg·kg-1；CT为红托竹荪菌托Cd含量，mg·kg-1。

表1 土壤重金属形态的BCR连续提取法

2 结果与分析

2.1 土壤总Cd含量与各赋存形态特征

研究区土壤pH值为4.14～7.87，平均值为5.62，变异系数为19.57%(表2)。土壤有机质含量为31.60～105.60 g·kg-1，平均值为71.35 g·kg-1，变异系数为31.83%，属于中等变异。土壤总Cd含量为0.24～4.23 mg·kg-1，平均值为0.96 mg·kg-1，高于GB 15618—2018中的风险筛选值(0.3 mg·kg-1)，分别是贵州省土壤背景值(0.659 mg·kg-1)、全国土壤背景值(0.14 mg·kg-1)的1.45倍和6.86倍，变异系数达105.21%，属于高等变异，说明调查区域土壤中Cd含量不仅受地质背景影响，而且受人为活动影响比较大。

土壤中不同形态Cd含量占土壤总Cd含量比例见图2。结果显示，土壤中Cd主要以可还原态(F2)存在，F2态Cd含量占比为20.87%～63.81%，平均值为41.64%，这部分Cd被铁锰氧化物包裹或本身是氢氧化物沉淀的一部分，在还原条件下可重新被释放进入土壤；弱酸可提取态(F1态)是土壤中Cd最活跃的部分，易被作物吸收利用，受pH值影响较大，当pH值降低时可重新释放进入土壤[19]。F1态Cd含量占9.98%～35.89%，平均值为22.91%。可氧化态(F3态)Cd含量占比为0.15%～28.19%，平均值为11.86%，F3态Cd是作物较难利用的形态。残渣态(F4态)Cd含量占比在0.06%～55.84%之间，平均值为23.59%。F4态Cd化学性质相对稳定，不易被作物所吸收利用。综上，研究区F1态和F2态Cd含量占土壤总Cd的比例达64.55%，表明该区域土壤Cd具有较强的生物有效性。

表2 研究区土壤总Cd、有机质含量及土壤pH值

F1为弱酸可溶态，F2为可还原态，F3为可氧化态，F4为残渣态。图中箱体上、中、下横线分别为上四分位数、中位数和下四分位数，小正方形为平均值，数据点表示异常值。

2.2 红托竹荪Cd含量与富集特征

红托竹荪中Cd含量和Cd富集系数(BCF)、转运系数(TF)见表3。以干样计，红托竹荪菌体Cd含量在1.13～6.58 mg·kg-1之间，平均值为2.92 mg·kg-1，菌托中Cd含量在0.22～7.09 mg·kg-1之间，平均值为1.84 mg·kg-1；以鲜样计，红托竹荪菌体Cd含量在0.07～0.39 mg·kg-1之间，平均值为0.18 mg·kg-1，菌托中Cd含量在0.01～0.35 mg·kg-1之间，平均值为0.10 mg·kg-1，均值低于GB 2762—2017《食品安全国家标准 食品中污染物限量》标准值(0.20 mg·kg-1)，但部分样点存在Cd超标情况，具有一定的风险，应当引起当地相关部门的重视。作物体内重金属与土壤重金属含量的比值为富集系数，其值大小可反映作物对土壤中重金属的吸收富集能力[20]。作物不同部位重金属含量的比值为转运系数，反映了作物将重金属从一个部位向下一个部位转运的能力大小。从表3可以看出，红托竹荪对土壤Cd的富集系数在0.50～21.91之间，平均值为5.24，远大于1，说明红托竹荪对土壤Cd具有较强的富集能力。转运系数在0.31～8.89之间，平均值为2.64，大于1，说明红托竹荪从菌托向菌体转移Cd的能力较强。龙汉武等[21]调查了贵州不同品种红托竹荪中重金属Cd含量(0.757～3.817 mg·kg-1)。孙燕等[10]研究表明，贵州红托竹荪中Cd平均含量为5.12 mg·kg-1。吴迪等[12]研究表明，贵州红托竹荪基地土壤Cd的富集系数为0.89～10.95，红托竹荪对Cd的吸收累积能力受红托竹荪品种、土壤Cd含量以及土壤性质等因素影响。

表3 研究区红托竹荪不同部位Cd含量、富集系数及转运系数

2.3 土壤性质对土壤和红托竹荪中Cd含量的影响

采用Spearman相关性分析法，探讨了土壤中总Cd和各形态Cd含量、红托竹荪中Cd含量、土壤各矿质元素之间的相关性及其对土壤-红托竹荪系统Cd生物有效性的影响(表4)。研究区土壤Cu、Zn、K、Ca、Fe、Se、Mn含量变化范围分别为191.10～367.20、93.25～266.30、3 499.65～10 556.30、641.25～6 747.50、11 6254.80～16 1167.40、0.55～1.10 和977.20～2 265.85 mg·kg-1。

土壤中F1态Cd与土壤pH值、Ca含量呈显著负相关关系(P<0.05)；F2态则与土壤pH值及K、Ca含量呈显著正相关关系(P<0.05)，与土壤Cu、Fe含量呈极显著负相关关系(P<0.05)；F3态与土壤Se含量呈显著正相关关系(P<0.05)；F4态与土壤总Cd含量及各金属元素含量无显著相关性。土壤有效态Cd含量与土壤总Cd、Mn含量均呈极显著正相关关系(P<0.05)。红托竹荪中Cd与F2态Cd含量、土壤pH值、K含量、Ca含量呈极显著负相关关系(P<0.05)，而与土壤Cu、Fe含量呈极显著正相关关系(P<0.05)。红托竹荪中Cd含量与土壤总Cd含量并无明显相关性，说明土壤总Cd含量并不是影响红托竹荪中Cd含量的决定性因素。土壤有机质含量除与土壤F3态Cd含量呈显著正相关关系外(P<0.05)，与土壤Cd含量、Cd的其他赋存形态及竹荪中Cd含量无明显的相关性，说明有机质不是影响研究区土壤Cd有效态含量的主要因素，这与马宏宏等[23]的研究结果一致。

表4 土壤中矿质元素与竹荪Cd含量之间的相关系数

2.4 土壤中Cd生物有效性的主要影响因素识别

采用主成分分析方法识别控制红托竹荪Cd含量及Cd生物有效性的主要因素。KMO(Kaiser-Meyer-Olkin)检验统计值为0.423，Bartlett的球形度检验相伴概率为0.00，小于显著性水平0.05，表明研究数据可以进行主成分分析。根据特征值>1的原则确定了3个主成分，累积贡献率为72.22%，即3个主成分可解释72.22%的原有信息。

第1主成分方差贡献率为40.58%(表5)，在红托竹荪Cd含量，Cd的富集系数，土壤pH值，土壤Cu、K、Ca、Fe含量上具有较大的载荷，分别为-0.779、-0.722、0.870、-0.739、0.754、0.781、-0.786，说明土壤pH值及土壤Cu、K、Ca、Fe含量是影响红托竹荪Cd富集的主要因素。第2主成分和第3主成分方差贡献率分别为17.63%和14.01%，其中各因子对竹荪Cd富集影响均较小。

3 讨论

作物对土壤重金属的吸收不仅取决于重金属总量，还与重金属的形态密切相关。重金属形态的研究以及对其活性进行分级，能反映重金属活化迁移能力和生物有效性，从而对环境效应和生物毒性产生影响[22]。土壤中的F1态Cd为相对活泼态，是作物最易吸收的形态，包括可交换态与碳酸盐结合态；F2态是作物较易利用的形态； F3态较难被作物吸收利用，可还原态与可氧化态可在一定条件下能重新释放进入土壤，从而间接被作物吸收； F4态主要赋存于原生、次生矿物与硅酸盐等土壤晶格中，其化学性质相对稳定，不易被作物所吸收利用，在酸性土壤中弱酸可溶态Cd含量会随土壤pH值的升高而降低，Cd的生物有效性降低[23-24]。重金属的F1和F2态为元素的有效态，有效态含量越高，其生物有效性也越高；F3和F4态较为稳定，生物有效性低[25]。红托竹荪种植基地土壤中可还原态Cd占比平均值为41.64%，最高为63.81%，Cd各形态含量占比大小为可还原态>残渣态>弱酸可溶态>可氧化态，其中Cd有效态含量占比均值达64.55%，说明红托竹荪种植区土壤Cd具有较强的生物有效性，易发生迁移被作物吸收累积。土壤中Cd平均值含量为0.96 mg·kg-1，是贵州省土壤背景值的1.45倍，同时变异系数高达104.70%，这说明在红托竹荪种植过程中存在Cd源的输入且受人为活动的影响较大[26-27]。

土壤pH值对土壤重金属的赋存形态和生物有效性有显著影响，随着土壤pH值降低，土壤中H+增加，使得与负离子OH-、CO32-、S2-等结合的潜在农作物可利用态的金属离子被解析释放，重金属生物有效性增加，重金属向作物体内的迁移量也随之增加[28-29]。因此，红托竹荪种植区土壤pH值分别与土壤F1态Cd、红托竹荪中Cd含量呈显著和极显著负相关关系。同时，Cd的富集系数也随pH值降低而极显著增加。随着pH值的升高，土壤F2态Cd含量、土壤总Cd含量会显著增加，可能是碱性条件下CdHCO3溶解度较低，还原态Cd相对稳定，不易被迁移吸收[30]，这与候青叶等[4]研究结果一致。

表5 土壤矿质元素与土壤性质的主成分分析荷载

相关性分析表明，土壤Cu、Fe含量与土壤pH值呈极显著负相关关系，表明土壤pH值随土壤Cu、Fe含量增加而降低，导致F2态Cd含量降低，土壤Cd的生物有效性增强，进而显著提高竹荪中Cd含量及其富集系数。土壤有机质对植物中重金属的吸收富集影响具有双向性，既能与重金属形成植物难以利用的络合物，部分低分子量溶解性有机质又能与重金属形成螯合物，增强重金属的生物有效性[31]。该研究土壤中F3态Cd含量显著增加，可能是由于有机质与Cd形成难以迁移的络合物所致，但与竹荪Cd含量及富集系数并无明显相关性，说明土壤有机质并不是研究区土壤 Cd 生物有效性的主要影响因素，这与罗海艳等[23]研究结果相近。土壤阳离子(K+、Ca2+、Zn2+、Mn2+)作为植物吸收重金属元素的强竞争性离子，其浓度越高，土壤重金属迁移性就越低，从而抑制植物对重金属元素的富集吸收[32]。竹荪Cd含量及富集系数与土壤K、Zn、Mn含量均呈显著负相关，与土壤Ca含量呈极显著负相关。有研究表明，土壤Se可与重金属形成Se-重金属复合物从而抑制植物对重金属的吸收[33-34]，因此Cd-Se、Cu-Se等难溶复合物的形成抑制了竹荪对Cd的富集吸收。该研究中土壤Se含量与土壤中F3态Cd含量呈显著正相关，与竹荪中Cd含量及其富集系数呈负相关，但相关性并不显著。

虽然土壤中各形态Cd含量随土壤Cd总量增加而增加，但其相对含量与土壤总Cd相关性并不显著，说明重金属Cd的生物有效性并不完全取决于其总量，土壤重金属总量并不是土壤重金属元素生物有效性的决定性因素[25]。红托竹荪对Cd的富集系数和转运系数的平均值均大于1，说明红托竹荪对重金属Cd具有较强的富集能力。Cd富集系数与土壤pH值呈极显著负相关关系，这主要是由于随着pH值的增加，土壤中碳酸盐含量增加，从而抑制了重金属向红托竹荪中的迁移能力[27]，这与孙宗全等[35]对我国小麦籽实生物富集系数与pH值呈显著负相关的研究结果相近。红托竹荪土壤中总Cd与土壤pH值、Zn和Ca含量呈正相关关系，通常认为有显著正相关关系的重金属元素具有相似的来源，表明土壤中总Cd与Zn、Cu可能具有相似的来源或存在复合污染[36-37]。主成分分析表明，土壤pH值和土壤K、Ca、Fe、Cu含量是影响红托竹荪富集Cd的主要因素，因而对于受Cd污染的红托竹荪基地可以适量施用含Ca、Fe等元素的碱性土壤调理剂，从而降低红托竹荪对Cd的吸收富集。

4 结论

(1)红托竹荪种植区土壤总Cd含量在0.24～4.23 mg·kg-1之间，平均值为0.96 mg·kg-1，变异系数高达104.70%，存在Cd源的输入且受人为活动的影响较大。土壤中各形态Cd含量大小为可还原态>残渣态>弱酸可溶态>可氧化态，具有较强的生物有效性。

(2)土壤pH值、K、Ca、Fe和Cu是影响红托竹荪富集Cd和土壤Cd生物有效性的主要因素，红托竹荪中Cd含量在1.13～6.58 mg·kg-1之间，均值为2.92 mg·kg-1，富集系数和转运系数均值分别为5.24和2.64，对重金属Cd具有较强的富集和转运能力。不同赋存形态的Cd含量与土壤总Cd相关性不显著，土壤总Cd并不是土壤Cd生物有效性的决定性因素。