食用菌修复重金属污染土壤研究进展

赵麒鸣 吴 鹏 刘鸿高 桂明英,

（1. 云南农业大学，云南 昆明 650201；
2. 云南省高原特色产业研究院，云南 昆明 650521）

近年来，随着工业化和城镇化的迅速发展、矿产资源的大量开发利用以及农药和化学肥料的广泛施用等使土壤重金属污染程度日趋严重，污染面积逐年扩增，引发耕地土壤质量退化、农产品产量和品质大幅度降低[1-2]。据李风果等[3]、蔡美芳等[4]估计，我国约1/5的农田受不同程度的汞（Hg）、镉（Cd）、砷（As）、铜（Cu）、锌（Zn）等重金属污染，造成每年粮食减产1010kg以上，被污染约1.2×1010kg，直接经济损失超过200亿元[5]。我国东北老工业基地、珠江三角洲和长江三角洲等地区土壤重金属污染较为突出，尤以中南和西南地区土壤重金属超标严重[6]。重金属污染物因不能被化学或生物降解，还可能经由食物链在植物、动物和人体内积累，对动物和人体健康均构成极大威胁[4]。显然，土壤重金属污染已成为我国亟需解决的重大环境问题之一[7]。为充分实现农田可持续利用，保障人类获得充足且安全的食品，迫切需要研究并提出经济、高效、可行的重金属污染土壤修复技术[5]。

目前修复重金属污染土壤的常用方法主要有物理修复、化学修复和生物修复3种[8-10]。其中，生物修复是利用生物体吸收或吸附重金属来修复土壤重金属污染的方法[11]，具有成本低、无二次污染、对环境影响小、效率高等特点，是一种比较理想的绿色修复方法，在农业生产上使用较广泛[12-14]。使用的修复生物主要包括植物、细菌、真菌、藻类等[15-17]。其中，植物主要通过本体转移，吸收容纳及物质转化土壤污染物来起到修复作用[18]，细菌、藻类和丝状真菌主要通过改变重金属形态以降低其生态毒性而起修复作

用[19-20]。

食用菌是指子实体硕大、可供食用的蕈菌（大型真菌）。近年来的研究发现，一些蘑菇如双孢蘑菇、牛肝菌等体内的重金属如Pb、Hg、Cd、As、Zn和Cr等含量都高于普通绿色植物[21-23]，对重金属有较强的富集作用。加上食用菌子实体通常较大，培养技术成熟，繁殖速度快，一年可收获多茬等优势，如能采用对重金属元素富集能力强的食用菌修复污染土壤，无疑能加快并提高生物修复重金属污染土壤的能力，快速有效地减轻环境污染带来的危害[19-20]。因此，本研究拟在总结食用菌对重金属污染土壤的修复机理、可用于修复重金属污染土壤的食用菌种类，以及食用菌对重金属污染土壤的修复技术基础上，分析其中存在的问题，探讨未来发展研究方向，为食用菌修复重金属污染土壤提供生态解决方案。

食用菌能修复重金属污染土壤，主要缘于其对重金属有较强的富集作用[21]，且主要来自生物作用和吸附作用2个方面[24]。从植物细胞生理学角度解释，食用菌吸附重金属主要生理步骤包括：细胞质外累积、细胞膜表面吸附和细胞质内累积，其中细胞外累积仅限于活生物细胞。

1.1 生物作用

生物作用是指当重金属元素进入真菌细胞质内，其大分子活性基团与重金属离子结合，形成不可溶性物质或沉淀，或细胞质内产生特殊酶还原重金属，且其形态被转化为可吸附态，因此重金属被累积或解吸附到食用菌体胞质内。如蘑菇属（Agaricus）主要通过类似于植物中金属硫蛋白的特定金属结合体与重金属离子结合并吸收转移到细胞内[25]；
大孢蘑菇（Agaricus macrosporus）子实体中存在一种结合Cd的有机化合物，子实体中Cd含量高于其他部位的主要原因是其中Cd结合蛋白较多[26]。部分真菌也可通过有机汞裂解酶催化碳汞键断裂，依赖还原型辅酶Ⅱ（NADPH）和活性型维生素B2（FAD）为辅酶作为二聚体酶-汞还原酶把无机Hg2＋还原为Hg0，使其成为无毒性状态进入或排除菌体细胞[27]。

1.2 吸附作用

吸附作用是指食用菌的菌丝吸附土壤中重金属的作用，其过程遵循食用菌吸收物质规律，通过被动运输的方式穿过质膜，并在菌丝细胞内形成无机沉淀。如菌根食用菌能分泌硫酸盐化合物载体结合六价铬，将其转化为三价铬并积累在细胞壁的离子交换点位上[28]。此外，食用菌菌丝也可主动运输重金属离子。重金属离子在与菌丝细胞壁上的活性基团（如巯基、羧基、羟基等）产生化合反应后，消耗能量并穿过原生质膜进入到细胞，之后生成不可溶物质或沉淀。土壤中的锰、铜、铁、锌等可以此方式转运到真菌细胞内[29]。Özcan等[30]认为，食用菌可通过主动运输来富集重金属，并比绿色植物积累更多重金属， Severoglu等[31]也发现食用菌比土壤中含有更高浓度的镍、镉、铬和铅。

1.3 综合作用理论

刘瑞霞等[32]研究发现，生物对重金属离子吸附过程可综合为2个阶段。第1阶段对重金属进行吸附作用，此阶段在细胞的表面完成，主要以细胞壁上官能基团和细胞外多聚物对金属离子结合时的被动吸附过程；
第2阶段是食用菌活体细胞对金属离子的主动吸附，就是细胞表面吸附的金属离子和细胞表面的某些酶进行结合，从而被运送到细胞的体内，这个吸附过程包括传输和沉积。根据此理论，黄擎等[24]把食用菌吸收重金属离子形式分为主动吸收和被动吸收两大类，通过不同的电化学电位推动重金属离子被动运输穿过质膜；
另外，通过在原生质膜上的载体消耗一定的能量，把重金属以主动运输的方式穿过原生质膜进入到真菌细胞，锰、铜、铁、锌等就以此方式从土壤中转运到真菌细胞内。

综上所述，食用菌对重金属吸收富集受到多种因子的直接影响，如其生物学特性、重金属存在形式、菌体生理年龄和组织形态等。Nishiyama等[33]认为，金属硫蛋白的种类、金属元素的存在形态等会影响到双孢蘑菇（Agadcus bisporus）结合金属元素的能力。由于细胞本身结构组成的复杂性，目前吸附机理还有待进一步发现和补充[34-35]；
此外，非生物因子包括重金属性质、环境因素、污染源距离和重金属的输入方式等对食用菌的富集能力和富集效果都有不同程度的影响。

食用菌的菌种和部位不同，以及重金属离子种类和浓度差异等，都显著影响到食用菌对重金属的富集能力。

2.1 食用菌不同菌种对重金属的富集能力

2.1.1人工栽培的食用菌对重金属的富集能力

人工栽培的食用菌菌种不同，对重金属的富集能力差异明显，且重金属种类不同，富集作用差异较大（表1）。如张瑞华等[36]对5种人工栽培食用菌（香菇、金针菇、鸡腿菇、平菇、木耳）对4种重金属元素（As、Cd、Pb、Hg）的富集能力检测后发现，它们对重金属均有一定的富集作用且彼此间差异显著，其中以香菇对Cd的富集能力最强，平菇对Pb的富集能力最强；
朱钰等[37]用食用菌原位修复重金属污染土壤后发现，在所有重金属中，Cd在平菇中富集最多；
在所用的食用菌中，平菇对Cd的富集作用明显高于香菇和鸡腿菇等；
郭尚等[38]在测定野生人工驯化双孢蘑菇品种“沐野1号”中子实体的Pb、As、Cd、Hg和Cr的重金属含量后发现，该品种对Hg和Cd的富集能力远超Pb和As。

表 1 人工栽培的食用菌与野生食用菌对重金属的富集能力Table 1 Enrichment of heavy metals by cultivated and wild edible fungi

2.1.2野生食用菌对重金属的富集能力

野生食用菌不同菌种对重金属的富集能力差异显著，个别野生食用菌还具一定的重金属特异性富集能力（表1）。如徐梅琼等[39]对楚雄州产量较高的4种野生食用菌（青头菌、牛肝菌、鸡油菌、谷熟菌）进行重金属含量检测后发现，这4种野生菌中Hg、Pb、As的平均含量差异显著，其中Hg的平均含量多少依次为：牛肝菌>青头菌>谷熟菌>鸡油菌；
Pb的平均含量多少依次为：牛肝菌>青头菌>谷熟菌，鸡油菌>谷熟菌；
As平均含量在牛肝菌中最高，在青头菌中高于鸡油菌和谷熟菌。总体而言，4种菌中牛肝菌对重金属的富集能力较强。而张皓明等[40]却发现干巴菌无重金属特异性富集现象，子实体中总砷、无机砷、总汞、甲基汞、镉和铬含量都处于较低水平，仅铅含量偏高。许燕等[41]测定4种重金属（砷、铅、汞、镉）及无机砷、有机汞在块菌中的含量并进行分析评价后发现，块菌中铅和镉的含量较高，且铅和镉含量显著正相关。胡江涛等[42]对西南地区697个松茸样本中重金属（铅、镉、砷和汞）的含量进行分析评估后发现，松茸中总砷含量平均值为1.35 mg/kg，其中一半以上样品总砷含量大于0.50 mg/kg，即松茸对有机砷的富集能力高于其他重金属元素，对砷元素有一定的特异性富集作用。

2.2 食用菌不同部位对重金属的富集能力

食用菌对重金属的富集能力还因部位不同而异，其中多数重金属在菌盖（伞）或菌褶中的含量显著高于菌柄。如杨天伟等[43]对云南野生菌主产区域的牛肝菌进行重金属汞（Hg）和镉（Cd）来源分析后发现，菌盖中Hg或Cd的含量均显著高于菌柄，菌盖、菌柄对Cd的富集系数分别在0.16～1.82和0.07～1.67。高婧等[44]检测分析香菇、牛肝菌、鸡冠菌、竹荪菌伞与菌柄中镉和铅的含量后发现，牛肝菌菌伞和菌柄中Cd含量分别为9.84 mg/kg和1.24 mg/kg，两者相差近7.9倍；
竹荪菌伞Cd含量是菌柄中的2倍；
香菇菌伞中Cd含量是菌柄中的2.1倍。Zhang等[45]对云南3种野生的食用型外生菌根真菌牛肝菌中重金属元素含量及健康风险进行评价后发现，玫黄黄肉牛肝菌（Butyribletus roseoflavus）砷和镉的最高含量都在菌盖中，分别为7.8 mg/kg砷和3.4 mg/kg镉，褐孔牛肝菌（Boletus umbriniporus）砷和镉含量在菌盖中含量也显著高于菌柄。

然而，也有研究发现部分重金属在菌柄中的含量高于菌盖或菌褶，这因污染条件而异。如李艳艳[46]对双孢蘑菇中重金属铅、镉检测后发现，在无污染条件下，柄中铅、镉的含量显著低于菌盖和菌褶。而在重金属污染条件下，菌柄中铅含量显著高于菌盖和菌褶，而镉的含量仍然显著低于菌盖和菌褶。邢博等[47]在测定云南省8种野生牛肝菌中矿质元素和重金属含量后发现，牛肝菌不同部位的矿质元素含量差异显著，其中Zn、Mg、Cu、Cr、As、Li、Ba在菌盖与菌柄中的比值小于1，即这些元素在菌盖中的含量低于菌柄。

2.3 重金属浓度对食用菌富集作用的影响

巫仁高[48]用不同浓度的铅、镉、汞、砷（Pb、Cd、Hg、As）处理黑木耳，检测黑木耳对4种重金属的吸附能力。结果表明，随着培养料中Pb、Cd、Hg、As浓度的升高，黑木耳富集重金属元素的能力也随之增加。高浓度处理下，黑木耳子实体对Cd、Hg有强吸附作用，而对Pb吸附能力很弱。佘红英等[49]研究了3种常见食用蕈菌（金顶侧耳，黄背木耳，柱状田头菇）的重金属的耐受与富集度，发现金顶侧耳对Cd和Pb的耐受浓度较低，但是对Cr却表现出极强的耐受能力。黄背木耳对Pb和Cr的耐受浓度大于400 mg/kg，对Cd的耐受浓度超过500 mg/kg，且随着重金属浓度提高，其生长未受到明显影响，此外柱状田头菇也表现出极强的抗逆能力。3种蕈菌对于极高浓度的Cd （远远高于现实污染环境） 表现出强耐受力。黄晓辉等[50]以金针菇、杏鲍菇菌丝对4种重金属元素的耐受和富集特性进行研究，发现重金属（Pb、Cd、As、Hg）对菌丝生长和菌丝球量的影响表现为：低浓度促进（低于1 mg/L）、高浓度抑制（高于5 mg/L），且在此过程中Pb、Cd、As对菌丝生长有前期明显抑制，后期又能正常生长的现象。纵观其整体研究结果可发现，金针菇与杏鲍菇对不同重金属富集饱和点差异较大。张俊青[51]向培养基中添加不同浓度的重金属镉（Cd），以观察不同浓度处理下的菌丝生长状况，发现随着所添加Cd的浓度提高，菌丝生长速率逐渐减缓，Cd浓度达50 mg/L时生长完全停止。且随着Cd浓度增加，香菇菌丝中SOD活性呈现先升高后降低的趋势，当菌丝受低浓度Cd镉胁迫时，其体内形成超氧物阴离子自由基O-2较少，SOD酶产生也随之减少。在一定浓度范围内，随着Cd浓度增加，SOD活性相应升高，当环境中Cd浓度超过菌丝自身解毒机制时，平衡被打破，SOD酶活性也随之降低。黄锋光等[52]在受铅和砷污染的土壤中对4种土培蕈菌（金福菇、长根菇、鸡腿菇、双孢菇）的铅、砷富集水平进行了研究并发现：蕈菌对铅、砷的富集量随着土壤中铅和砷浓度的增加而增加，当土壤中的Pb浓度为1 000 mg/kg（干质量）时，长根菇对Pb的积累能力最强，可达(13.33±1.44) mg/kg（干质量）。当土壤中的As浓度为200 mg/kg（干质量）时，金福菇对As的积累能力最强，可达到(9.34±0.21) mg/kg（干质量）。张小燕等[53]指出不同浓度重金属对外生菌根生长具有不同程度的抑制作用，尤其在高浓度时可致菌根真菌失活；
而某些重金属在低浓度时对外生菌根真菌的生长具有一定促进作用，这与低浓度刺激生长现象有一定相似性。

根据上述食用菌吸附重金属能力研究可发现，不同菌种对重金属元素的吸附能力有较明显差异。有些食用菌对重金属元素的吸附具有特异性；
同一菌种的食用菌不同部位对重金属的吸附能力也有所不同，且不同部位对重金属吸附具有选择性，其中以子实体顶端（菌盖、菌褶）富集为主，子实体顶端相对体积比菌柄大，且子实体顶部是食用菌储存物质的主要部位；
食用菌对不同浓度重金属吸附情况与食用菌自身的重金属耐受程度有关，且某些重金属元素呈现出低浓度促进生长高难度抑制或致死的现象。

在利用食用菌作为重金属土壤修复材料时，“因地制宜”是提高食用菌对土壤修复效率的有效举措，根据各食用菌菌种对不同重金属的富集力差异选择合适的菌种即有望对受重金属污染的土地进行高效修复。此外，根据不同重金属的受吸附性质，需要选择对重金属耐受力强、富集量高的子实体作为主要修复菌种对重金属土壤的修复也至关重要。

3.1 生物污染指示剂种类

由于野生食用菌自然发生于相应的环境之中，其生长过程不受任何人为因素影响。因此，对于土壤中富集量可直观的指示出其生长环境中重金属含量情况，再根据不同种类的野生菌吸附不同重金属元素的能力，如牛肝菌（Boletusspp.）可作为野外土壤Hg含量的指示剂；
在发生块菌的地区，可通过块菌（Tuberspp.）富集Pb的含量来指示土壤Pb污染程度等。一些人工食用菌如毛头鬼伞（Coprinus comatus）、鸡腿菇（Coprinus comatus）可用于监测环境中铅的污染[54]；
灵芝（Ganoderma lucidum）作为生物指示剂检测环境中的铯污染[55]；
食用菌作为生物指示剂不仅精准度高，而且花费极低。

3.2 土壤修复种类

很多食用菌被用于与一些经济作物试种，如稻田套种木耳（Auricularia auricula）[56]、双孢蘑菇（Agaricus Bisporus）[57]、 玉米地套种平菇（Pleurotusspp.）[58]、草菇（Volvariella volvacea）[59]等，菌-粮、菌-菜等套作模式来降低作物对重金属的富集。大型真菌也可以改变土壤重金属存在形式，来降低植物对重金属吸收[60]。食用菌栽培废料（如菌糠、菌渣、废菌）也是很好的吸附材料，如金针菇和香菇的栽培废料可以吸附土壤重金属来改善土壤条件[61]。

3.3 土壤重金属灌溉水吸附种类

长满菌丝的基质材料可以制成各种过滤器，对各种污染水体进行拦截处理；
微生物菌体本身或代谢物，可以对水体中污染物进行絮凝固定[62-63]。García-Delgdo等[64]研究结果表明，在农业灌溉中，双孢蘑菇（Agaricus Bisporus）培养废料能有效吸收污染水中Cd和Pb。

食用菌对重金属土壤的修复一般是土壤原位修复技术，不需挖掘、搬运土壤，其成本主要包括培养料、遮光帘、浇灌设备、菌种、人工费用等，其中可控的是培养料和人工费用的成本。食用菌栽培的培养料来源广泛，可因地制宜，以最低成本选配原料；
如今，研究人员根据食用菌富集土壤重金属的特点开发了一系列修复新技术。这些技术结合食用菌的富集原理及其他辅助性物质特性大大的提高了重金属土壤的修复效率，为进一步开发推广食用菌土壤修复技术提供了创新思路。

4.1 食用菌-工程菌联合修复技术

食用菌-工程菌联合修复是一种高效的土壤重金属修复技术，此技术结合了食用菌与相关工程菌的微生物特性对污染土壤进行多重重金属元素的修复，工程菌在土壤修复过程中提高了食用菌的生物量，以此提高了重金属修复的生物效率，且为复杂多样的土壤重金属污染情况提供了可靠的解决方法。

Li等[65]通过接种土壤杆菌与茶树菇（Agrocybe aegerita）对重金属污染土壤进行生物修复，利用蘑菇和细菌联合修复重金属污染土壤是一种新技术，该研究利用茶树菇和沙雷氏菌对受镍镉污染土壤的联合修复效应进行探索。结果表明，在受镍镉污染土壤中单独接种茶树菇或同时接种茶树菇和沙雷氏菌均可增加蘑菇的生物量，接种使土壤中细菌数量和酶活性增加，同时使茶树菇中重金属含量的增加，这表明这些组合能更有力地缓解重金属胁迫。

Tang等[66]通过接种沙雷氏菌（FFC5）和/或肠杆菌（E2）研究2种细菌与鸡腿菇对镍、荧蒽共污染土壤的联合解毒作用，发现接种菌剂后，鸡腿蘑的鲜质量、镍含量和荧蒽的消散率分别提高了17.73%～29.38%、68.97%～204.97%和34.84%～60.90%。与单独接种相比，共接种FFC5和E2在鸡腿蘑生物量的增加、Ni积累和荧蒽消散方面表现出更好的效果。同时，较高的土壤酶活性和微生物活性表明，细菌和鸡腿蘑的综合解毒方法可以改善土壤质量。细菌接种强化了鸡腿蘑在镍-荧蒽共污染土壤中的解毒效果，说明鸡腿蘑与细菌联合应用可作为镍-荧蒽共污染土壤解毒的有效途径。

Jiang等[67]研究了平菇和苏云金芽孢杆菌（FQ1）联合修复镉-菲共污染土壤及平菇的抗氧化反应，探究平菇（Pleurotus ostreatus）和细菌（FQ1，苏云金芽孢杆菌）对镉和菲共同污染土壤的联合修复作用。结果表明，接种FQ1可以使蘑菇生长（生物量）和Cd积累分别增加26.68%～43.58%和14.29%～97.67%。在（细菌+真菌）处理组中分别添加200 mg/kg和500 mg/kg的菲蒽后，菌菇对菲蒽的吸附率分别高达100%和95.07%。此外，细菌接种减轻了共污染引起的氧化应激并相对减少了脂质过氧化和酶活性（包括丙二醛（MDA），超氧化物歧化酶（SOD），过氧化氢酶（CAT）和过氧化物酶（POD））。这项研究表明，细菌和蘑菇的综合修复策略是一种有效且有前途的镉-菲蒽共污染土壤生物修复方法。

4.2 食用菌共同修复技术

食用菌共同修复主要是利用两种或多种食用菌材料共同进行重金属与复合污染土壤修复，由于每一种食用菌的重金属吸附能力及优势不同，所以此方法比较适合一些特定混合污染土壤情况，如重金属元素与有机污染物混合污染土壤等等。

Wang等[68]研究了杏鲍菇和鸡腿菇共同对土壤中镉和硫丹污染的联合生物修复技术，目的是测试杏鲍菇和鸡腿菇共培养对重金属（镉）和有机污染物（硫丹）复合污染土壤的修复潜力，以及共培养蘑菇对土壤生化指标（漆酶活性和细菌计数）的影响。结果表明，杏鲍菇与鸡腿菇共培养对复合污染土壤的修复效果最好。共培养组的蘑菇生物量分别比单独培养的杏鲍菇和鸡腿菇高1.57%～13.20%和19.75%～56.64%。共培养组、杏鲍菇和鸡腿菇单独培养组蘑菇子实体中Cd的浓度分别为1.83～3.06、1.04～2.28 mg/kg和0.67～2.60 mg/kg。结果表明：共培养组蘑菇生物量、漆酶活性、细菌数和Cd含量显著增加，硫丹的消散作用略高于单独培养组。

4.3 食用菌功能试剂辅助修复技术

利用功能试剂，比如表面活性剂、螯合剂等对食用菌修复重金属污染土壤进行辅助作用，不同浓度的辅助剂可以改变食用菌的生物量，以此影响食用菌吸附土壤重金属的能力，从而提高土壤重金属修复速率。

王德胜等[69]进行了螯合剂和表面活性剂辅助金福菇修复重金属污染土壤的试验，结果表明，单独添加乙二胺四乙酸（EDTA）时，高浓度的EDTA（5 mmol/kg）使金福菇的生物量较对照降低26%，子实体Pb、Cu和Cd的浓度分别比对照提高15～88倍、0.8～3.3倍和0.5～0.6倍。高浓度表面活性剂对金福菇的重金属吸附力影响较大，但这种影响力与表面活性剂及土壤中的重金属种类有关，只有共同添加EDTA和溴化十六烷基三甲铵（CTAB）时，子实体对Pb和Cu的吸附浓度才达到所有处理中的最大值，分别为 (1 534±131) mg/kg和 (1 786±328) mg/kg。EDTA和 十 二烷基磺酸钠（SDS）添加浓度比为2∶1时，子实体对Cd的吸收浓度也达到最大值，为 (50.56±11.55) mg/kg。此外，还分析了不同处理的重金属总积累量和富集系数。结果显示，在螯合剂和表面活性剂辅助下，金福菇修复复合重金属污染土壤具有很大的潜能。

由于土壤多重污染或复合重金属污染现象频繁出现，食用菌单一重金属元素修复方法的效率及效能不能及时解决复杂而多元的污染问题在这以情形之下，食用菌重金属联合修复技术与共修复技术可以以更高效的方式解决这一复杂的多重污染问题，预计该技术在未来可成为一项可广泛应用于土壤污染修复治理的新兴技术。

4.4 修复技术可行性方案

根据当今农业生产中存在的相应重金属土壤污染问题，提出几项可行性食用菌土壤修复应用技术，为将来应用于重金属土壤修复提供创新性思路。

4.4.1食用菌-重金属敏感作物轮作机制

三七（Panax notognseng）是一个典型的重金属敏感植物，三七吸收土壤重金属后会降低三七的品质，严重影响三七的药用价值，因此在种植过程中需密切关注土壤中重金属含量是否符合标准，可以根据食用菌能大量吸附土壤重金属的特点，对种植三七的土壤进行种植前轮作，通过食用菌吸附重金属原理净化种植三七的土壤。据相关研究报道，在种植过一轮三七后的土壤中培育担子菌，该菌成活率上升，共生菌菌根数会显著增加，种植三七对食用菌的种植可起到促进作用。因此，食用菌-重金属敏感作物轮作是一项修复种植土壤环境，提高作物品质的良好方法。

4.4.2食用菌-间作套种修复机制

由于大型真菌（食用菌）的重金属吸附远大于大部分的粮食作物，因此在重金属污染严重的矿产和粮食复合的主产区（简称矿量复合区）实施食用菌与粮食作物的间作套种不仅可以从作物当中转移出部分已被作物植株吸附的重金属，以减少作物对重金属的积累，还能减轻土壤中的重金属污染。所以通过食用菌进行作物种植区的重金属污染修复转移，可以实现矿粮复合区作物边修复边生产，此修复技术可以运用到部分重金属污染较严重的区域，尤其是矿产地区。作为一项无污染，成本可控的生物修复技术，符合“绿水青山就是金山银山”理念，可构建生态优异的生产环境。

现今，食用菌重金属修复领域使用菌种大多都是一般以食用为主的常规菌种，缺乏一定的专业筛选及对优良菌种的推广，导致重金属修复存在随机性和不可控等问题。再加之富集重金属后的食用菌本体不可食用且处理比较单一，大部分采收后高富集食用菌及其菌渣只能作为生物燃料通过高温炭化提供能源。然而，燃烧剩余灰分残渣当中重金属物质依旧有微量存在，处理不甚会导致二次污染。因此，修复富集后的食用菌后续处理成为了现今的首要问题。

针对食用菌重金属修复存在的主要问题，提出以下几点对策。从菌种筛选方面，需加强对富集能力较强的菌种进行品种选育及种质优化，并可将一些野生优质资源种进行人工驯化。其次，在食用菌重金属修复技术方面，需加强生物修复在生产过程中的运用及推广和食用菌重金属修复新技术的成果转化效率。最终，对于修复后食用菌材料的后续处理，可开发更有效更环保的食用菌材料回收方式将其进行处理或是再利用。

综上所述，食用菌种类丰富，对土壤重金属的吸附能力远远超过大部分绿色植物，且成本较低、副作用轻微，加之其具有栽培技术简单、生长周期短、产量高、易采收等特点。有望利用该技术对重金属污染土壤进行修复，将食用菌作为一项新型的重金属萃取生物，建立操作简便、成本低廉、萃取高效、适宜规模化生产的栽培技术新体系，具有广阔前景。虽然在此也存在一些问题，但会随对食用菌重金属修复的深入研究逐步解决。

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