黑木耳生產中重金屬轉移規律*

董照鋒，李 俊，趙 宇，陸 康，喬怡木

（商洛市農產品質量安全中心，陜西 商洛 726000）

黑木耳（Auricularia auricula） 是我國歷史上栽培時間最早、食用歷史較悠久的食用菌之一，是珍貴的藥食同源真菌，有 “素中之葷” 之美譽，廣受消費者的青睞[1]。近年來，黑木耳的生產規模、產量、出口量和消費量逐年增加，我國已成為其生產、消費和出口大國。2021 年，黑木耳栽培140 多億袋，鮮品產量703.44 萬噸，成為我國食用菌產量第二的品種[2]。但環境的污染和栽培方式的改變，重金屬對黑木耳質量安全的影響日趨嚴重，已對產業和消費安全構成了嚴重威脅，成為國際貿易技術壁壘的主要障礙[3-4]。因此，探明黑木耳生產過程中重金屬的轉移轉化規律，解決重金屬污染是當前的迫切需要。

國內關于黑木耳重金屬的研究主要集中在風險評價和富集規律方面。夏珍珍等[5]研究了黑木耳菌絲對Pb、Cr、Cd 的富集規律，考察了不同金屬濃度對菌絲生長的影響。李萍等[6]研究表明合肥市區大型超市和農貿市場中黑木耳產品質量較優，重金屬污染指數較低。孫向東等[7]研究表明富硒黑木耳伴生重金屬Cr 現象較普遍，富硒木耳中Se和Cr、Pb 具有伴生關系。楊樟貴等[8]研究表明黑木耳對菌棒的Pb、Cd 的濃度敏感，菌棒中增加一個濃度梯度，黑木耳中Pb、Cd 的富集量均明顯提高。汪祿祥等[9]研究表明云南省黑木耳中Pb 的安全指數大于Cd，Pb 的風險大于Cd，黑木耳的消費量在很大程度上影響著重金屬Pb、Cd 對消費者的整體危害程度（IFS）。李丹蕾等[10]研究表明，木段法栽培的黑木耳重金屬含量低于野生黑木耳及菌袋法栽培的黑木耳。董照鋒等[11]研究表明商洛市食用菌栽培基質與灌溉水中存在As 污染，雖然食用菌中Pb、Cd、Hg、As 含量低于相關標準，但As 含量對兒童的攝入風險較高。巫仁高[12]研究表明黑木耳子實體對Cd、Hg 有強富集作用，對Pb 富集作用較弱，自然狀態下子實體中Pb、Cd、Hg、As 含量很低。高陳玲[13]研究表明，Pb2+對黑木耳生長有抑制作用，Hg2+對其菌絲生長有抑制作用，當Cd2+濃度由0.1 mg·kg-1增加至20 mg·kg-1時，菌絲生長速度先加快后減慢。柴紅梅等[14]研究表明，2 株野生黑木耳菌株對Cd 的耐受力強于栽培菌株，低濃度Cd （＜2 mg·L-1） 對黑木耳菌株的生長有促進作用。但目前國內關于黑木耳生產過程重金屬轉移轉化規律的研究尚未見詳細報道。因此，試驗通過在黑木耳栽培基質中添加不同濃度的Pb、Cd、Hg、As，測定木耳生產過程中各環節的重金屬含量，考察黑木耳生產過程中重金屬的轉移轉化規律，以期為黑木耳重金屬控制提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試木耳品種為當地主栽品種 “黑威15”，栽培種自繁；Pb、Cd、Hg、As 供試標準品生產廠家為國家有色金屬及電子材料分析測試中心；試驗地點為商州區楊斜鎮食用菌生產基地；設施類型為鋼架結構塑料大棚；栽培基質由生產基地提供。

1.2 試驗設計

1.2.1 試驗處理

以Pb、Cd、Hg、As 元素為研究對象，以標準《綠色食品 食用菌》（NY/T 749-2018）[15]為依據，4 種元素在木耳干品中的限量值分別為2.0、1.0、0.2 和1.0 mg·kg-1。以各限量值的0.5、1.0、2.0、4.0、8.0倍5 個梯度濃度在栽培基質中加標培養，Pb 元素的加標濃度分別為1.0、2.0、4.0、8.0、16.0 mg·kg-1；Hg 元素的加標濃度分別為0.1、0.2、0.4、0.8、1.6 mg·kg-1；Cd 元素和As 元素加標濃度分別為0.5、1.0、2.0、4.0、8.0 mg·kg-1。設1 個空白對照（CK）、5 個混標處理，分別為A1 （0.5 倍）、A2（1.0 倍）、A3 （2.0 倍）、A4 （4.0 倍）、A5 （8.0 倍），每個處理110 袋，生產管理方式與當地一致。

1.2.2 栽培基質配方與生產工藝流程

按照常規生產的比例配制栽培配方：混合木屑81%、麩皮12%、豆粕5%、石膏1%、石灰1%，混勻。采用機械拌料裝袋，菌包干質量為0.52 kg、鮮質量為1.3 kg。具體工藝流程[16]：拌料制袋→滅菌（121 ℃滅菌4 h） →接種（液體接種量25 mL） →培養→刺孔→擺袋→出耳采收（按照 “采大留小” 原則采摘，一般采集4～5 茬，每次采摘后養菌2～3 d再澆水進行出耳管理）。

1.2.3 時間安排

2021 年12 月下旬拌料裝袋、滅菌、接種，2022年3 月中下旬菌包進棚，養菌約7 d 進行菌包刺孔，約10 d 擺袋，出耳管理后于5 月中旬至7 月初采摘完畢。

1.2.4 采樣環節

在拌料裝袋、接種、擺袋3 個環節中，每個處理隨機采集3 個菌包，出耳階段采摘每茬黑木耳，自然晾曬干制。每個采樣環節采集的樣品，干制后于4 ℃冷藏保存。

1.3 檢驗方法

采用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS），依據《食品安全國家標準 食品中多元素的測定》（GB 5009.268-2016）[17]第一法，測定試樣中鉛（Pb）、鎘（Cd）、總砷（As）、總汞（Hg） 4 種元素含量。

1.4 數據處理

為確保測定數據的準確性，開展精密度試驗、重復性試驗和準確度試驗。所測數據為3 個樣品平均值。黑木耳各重金屬元素的平均含量（mg·kg-1）計算公式為：

式中：Hn為n 批次木耳元素平均測定值（mg·kg-1）；Gn為n 批次木耳質量（kg）。

黑木耳元素富集系數（Z） 計算公式為：

式中：Hn為n 批次木耳元素平均測定值（mg·kg-1）；Gn為n 批次木耳質量（kg）；C 為栽培基質中元素含量（mg·kg-1）。

數據處理、統計分析采用Excel 2003 和SPSS 22.0 軟件。

2 結果與分析

2.1 方法學試驗

標準工作曲線各元素線性相關系數數值為0.998～1.000，線性關系良好，各元素的檢出限為0.005 474～0.162 100 μg·L-1，該方法滿足分析要求。精密度試驗和重復性試驗結果表明，連續6 次測的Pb、Cd、As、Hg 質量濃度的RSD （n=6） 為2.52%～2.95%，說明試驗精密度和重復性良好。準確度試驗結果表明，試驗選取標準物質GBW （E） 100359 大米粉的各元素檢測值均符合要求。

2.2 黑木耳栽培基質本底值

按栽培基質配方比例將木屑、麩皮、豆粕、石膏、石灰及水等原料混勻，測定其As、Cd、Hg、Pb的元素含量。結果表明，黑木耳栽培基質中As、Cd、Hg、Pb 元素的本底值分別為（0.029 ± 0.001）mg·kg-1、（0.008 ± 0） mg·kg-1、（0.002 ± 0） mg·kg-1和（0.075 ± 0.001） mg·kg-1，生產用水中4 種重金屬元素均未檢出。

2.3 黑木耳中各重金屬元素的轉移轉化規律

2.3.1 As 試驗結果及數學模型

黑木耳中重金屬As 元素的富集情況見表1。

表1 黑木耳子實體中As 含量Tab.1 The content of As in the fruit bodies of Auricularia auricula

如表1 所示，A1 組配方黑木耳As 含量為0.221～0.399 mg·kg-1，平均為0.241 mg·kg-1，均未超出限量值1.0 mg·kg-1。A2 組配方黑木耳As 含量為0.244～1.637 mg·kg-1，平均為0.517 mg·kg-1。A3 組試驗配方黑木耳As 含量為0.547～2.592 mg·kg-1，平均為0.634 mg·kg-1。A2 和A3 組配方第5 茬黑木耳As含量均最高且超出限量值。A4 和A5 組配方所有采樣黑木耳As 含量均超出限量值。5 個處理第5 茬黑木耳As 元素含量均顯著高于1～4 茬，且1～4 茬間差異不顯著。由此可知，黑木耳中As 含量隨栽培基質含量的增加而升高。

菌包中重金屬As 在黑木耳栽培過程中的含量變化見表2。

表2 As 轉移試驗結果Tab.2 Results of As transformation experiment

如表2 所示，拌料制袋、滅菌、接種至菌包擺袋環節基質中As 元素含量無明顯變化。黑木耳的As 富集系數隨栽培基質中As 含量的增加逐漸減小。

以栽培基質中As 平均含量（x） 和黑木耳中As平均含量（y） 之間的關系建立數學模型，該模型表達式為y=0.046+0.389x-0.022x2，該二次曲線模型R2=0.984，P=0.016，說明該模型能較好的體現黑木耳對栽培基質中As 元素的富集情況。以干木耳中As 限量值1.0 mg·kg-1為依據，利用回歸方程預測黑木耳栽培基質中As 含量的污染限值為2.942 mg·kg-1。

2.3.2 Cd 試驗結果及數學模型

黑木耳中重金屬Cd 元素的富集情況見表3。

表3 黑木耳子實體中Cd 元素含量Tab.3 The content of Cd in the fruit bodies of Auricularia auricul

如表3 所示，A1 組配方黑木耳Cd 含量為0.189～0.459 mg·kg-1，平均值為0.269 mg·kg-1，A2組配方黑木耳Cd 含量為0.219～0.849 mg·kg-1，平均值為0.358 mg·kg-1，均未超出限量值1.0 mg·kg-1。A3組配方黑木耳Cd 含量為0.455～1.669 mg·kg-1，平均值為0.551 mg·kg-1；第5 茬黑木耳Cd 含量最高且超出限量值。A4 組配方有2 茬黑木耳Cd 含量接近臨界值但其余均超出限量值。A5 組配方所有黑木耳Cd 含量均超出限量值。5 個處理中第5 茬黑木耳的Cd 含量顯著高于1～4 茬，隨著栽培基質中Cd 含量的增加而升高。

菌包中重金屬Cd 在黑木耳栽培過程中的含量變化見表4。

表4 Cd 轉移試驗結果Tab.4 Results of Cd transformation experiment

如表4 所示，拌料制袋菌包Cd 含量較栽培基質增加0.150～0.269 mg·kg-1，增幅3.18%～29.13%，各處理的增加量無顯著差異，制袋后菌包中Cd 含量無明顯變化。黑木耳對Cd 的富集系數隨栽培基質Cd含量的增加逐漸減小。

以栽培基質中Cd 平均含量（x） 和黑木耳中Cd 平均含量（y） 之間的關系建立數學模型，該模型表達式為y=0.199+0.124x+0.034x2-0.004x3，該三次曲線模型R2=1.000，P=0.021，說明該模型能較好的體現黑木耳對栽培基質中Cd 的富集情況。以干木耳中Cd 限量值1.0 mg·kg-1為依據，利用回歸方程預測栽培基質中Cd 元素含量的污染限值為4.084 mg·kg-1。

2.3.3 Hg 試驗結果及數學模型

黑木耳中重金屬Hg 元素的富集情況見表5。

表5 黑木耳子實體中Hg 含量Tab.5 The content of Hg in the fruit bodies of Auricularia auricula

如表5 所示，A1 組配方黑木耳Hg 含量為0.006～0.032 mg·kg-1，平均值為0.009 mg·kg-1；A2組配方黑木耳Hg 含量為0.010～0.125 mg·kg-1，平均值為0.027 mg·kg-1；A3 組配方黑木耳Hg 含量為0.042～0.103 mg·kg-1，平均值為0.051 mg·kg-1；A4 組配方黑木耳Hg 含量為0.155～0.186 mg·kg-1，平均值為0.168 mg·kg-1。4 組黑木耳Hg 含量和平均值均未超出限量值0.2 mg·kg-1，但部分近臨界值。A5 組配方黑木耳Hg 含量為0.263～0.281 mg·kg-1，平均值為0.267 mg·kg-1，均超出限量值。5 個處理中第5 茬黑木耳Hg 含量最高，隨著栽培基質中Hg 含量增加而升高。菌包中重金屬Hg 在黑木耳栽培過程中的含量變化見表6。

表6 Hg 轉移試驗結果Tab.6 Results of Hg transformation experiment

如表6 所示，各處理制袋環節菌包中Hg 含量與栽培基質中的含量無顯著差異，滅菌后菌包Hg 含量較栽培基質顯著降低，分別下降87.5%、90.20%、88.12%、85.20%、87.16%。滅菌后各環節Hg 含量無顯著變化。黑木耳對Hg 的富集系數隨栽培基質中Hg 含量增加逐漸增大。

以栽培基質中Hg 平均含量（x） 和黑木耳中Hg平均含量（y） 之間的關系建立數學模型，該模型表達式為y=-0.027+0.267x-0.051x2，該二次曲線模型R2=0.985，P=0.015，說明該模型能較好地體現黑木耳對栽培基質中Hg 元素的富集情況。以干木耳中Hg 限量值0.2 mg·kg-1為依據，利用回歸方程預測栽培基質中Hg 含量的污染限值為1.068 mg·kg-1。菌包在滅菌過程中Hg 損失量較大，滅菌后菌包中含量與栽培基質中含量差異顯著，以滅菌后菌包中Hg 元素含量（x） 和黑木耳中Hg 元素含量（y） 之間的關系建立數學模型，該模型表達式為y=-0.012+1.596x-1.152x2，該二次曲線模型R2=0.996，P=0.004，說明該模型能較好地反映黑木耳Hg 含量與滅菌后菌包中Hg 含量的關系。以干木耳中Hg 限量值0.2 mg·kg-1為依據，利用回歸方程預測滅菌后菌包中Hg 含量的污染限值為0.149 mg·kg-1。

2.3.4 Pb 試驗結果及數學模型

黑木耳中重金屬Pb 的富集情況見表7。

表7 黑木耳子實體中Pb 含量Tab.7 The content of Pb in the fruit bodies of Auricularia auricula

如表7 所示，A1 組配方黑木耳Pb 的含量為0.257～1.538 mg·kg-1，平均值為0.647 mg·kg-1，5 茬黑木耳Pb 含量均未超出限量值2.0 mg·kg-1。A2 組配方黑木耳Pb 的含量為0.561～2.291 mg·kg-1，平均值為1.043 mg·kg-1。A3 組配方中黑木耳Pb 的含量為0.827～3.399 mg·kg-1，平均值為1.403 mg·kg-1。A2、A3 組配方第5 茬黑木耳Pb 含量較高，均超出了限量值。A4 組配方黑木耳Pb 含量為1.086～3.677 mg·kg-1，平均值為2.306 mg·kg-1，有2 茬黑木耳Pb 含量超出限量值。A5 組配方的Pb 含量為2.181～8.045 mg·kg-1，平均值為2.548 mg·kg-1，5 茬黑木耳Pb 含量均超出限量值。5 組配方第5 茬黑木耳的Pb 含量顯著高于其他批次，其含量隨栽培基質中的含量增加而升高。

菌包中重金屬Pb 元素在黑木耳栽培過程中的含量變化見表8。

表8 Pb 轉移試驗結果Tab.8 Results of Pb transformation experiment

如表8 所示，拌料制袋后5 個處理的菌包Pb 元素含量較栽培基質增加0.389～0.547 mg·kg-1，增幅2.54%～34.00%，各處理間增加量無顯著差異，滅菌后各處理Pb 含量無顯著變化。黑木耳對Pb 元素的富集系數隨著栽培基質中Pb 含量的增加逐漸減小。

以栽培基質中Pb 平均含量（x） 和黑木耳中Pb平均含量（y） 之間的關系建立數學模型，該模型表達式為y=0.282+0.347x-0.013x2，該二次曲線模型R2=0.993，P=0.007，說明該模型能較好地體現黑木耳對栽培基質中Pb 的富集情況。以干木耳中Pb 限量值2.0 mg·kg-1為依據，利用回歸方程預測栽培基質中Pb 含量的污染限值為6.566 mg·kg-1。

3 討論與結論

黑木耳栽培基質中As、Cd、Hg、Pb 元素本底值較低，子實體中的重金屬含量隨栽培基質中含量的增加而增加，末茬采收的黑木耳重金屬含量最高。當栽培基質中元素含量處于低濃度時，黑木耳子實體對4 種重金屬元素的富集作用排序為Pb＞Cd＞As＞Hg。黑木耳對As、Cd、Pb 的富集系數隨栽培基質中的含量增加而減小，對Hg 元素的富集系數隨栽培基質中的含量增加而升高。拌料制袋、滅菌、接種至菌包擺袋環節與栽培基質比較，As 含量無明顯變化；拌料制袋后菌包Pb、Cd 元素含量較栽培基質有所增加，滅菌后含量無顯著變化。制袋環節Hg 元素含量與栽培基質含量無顯著差異，滅菌后菌包的含量較栽培基質含量顯著降低。以《綠色食品 食用菌》（NY/T 749-2018）[15]限量規定，預測黑木耳生產栽培基質中As、Cd、Hg、Pb 含量的污染限值分別為2.942、4.084、1.068、6.566 mg·kg-1。因此，在黑木耳生產中除了確保良好的生產環境，還應嚴格控制栽培基質中的重金屬元素含量，才能確保黑木耳產品的質量安全。

試驗中黑木耳各元素的富集系數采用子實體中元素總含量與栽培基質中元素總含量的比值進行計算，巫仁高等[12]的計算方法為子實體的元素測定值與培養料測定值的比值。試驗根據黑木耳生產實際開展，測定了所有茬次黑木耳元素含量，同時考慮黑木耳采摘為“采大留小”，各茬次采收時子實體大小判斷界限不清晰，每茬子實體中元素含量有所差異且末茬含量較高，因此認為本研究中元素富集系數的計算方法合理。

試驗中黑木耳重金屬元素的平均含量采用各茬次子實體中元素總含量與總質量的比值進行計算，同時將各處理5 個茬次采收的黑木耳混勻后測定其元素的平均含量，2 種方式獲得的元素平均含量無顯著差異。

黑木耳栽培基質中Hg 含量在滅菌階段顯著降低，與滅菌前相比下降85.20%～90.20%，說明121 ℃持續4 h 的高溫滅菌，能夠使Hg 大量揮發，減少黑木耳的富集。以滅菌后菌包中元素含量與黑木耳中元素含量建立數學模型，預測滅菌后菌包中Hg 元素含量的污染限值為0.149 mg·kg-1。生產中應在菌包滅菌后對其中Hg 含量進行測定評估污染風險，若測定值接近或高于污染限制，可采取回爐滅菌的方式處理。黑木耳菌包生產過程中，Pb、Cd 含量較栽培基質有所增加，說明機械拌料、制袋過程有增加Pb、Cd 的風險，生產中應予以重視。

As、Cd、Hg、Pb 四種元素的5 個混標處理A1、A2、A3、A4、A5 中，每袋平均產量（鮮質量） 分別為0.147、0.154、0.148、0.144、0.147 kg，CK 每袋平均黑木耳產量（鮮質量） 為0.146 kg，與對照無顯著差異，各元素不同濃度處理中的產量無顯著差異。在后續的工作中可重點圍繞黑木耳生產過程中重金屬元素的控制技術開展研究，以期為產業安全和消費安全提供技術支持。