吳勇 張瑋 易拓 宋勇

摘要：為評(píng)價(jià)輕度鎘（Cd）污染地木薯種植的安全性及木薯種質(zhì)對(duì)Cd積累的差異性，研究了輕度鎘污染大田栽培的35份木薯種質(zhì)對(duì)重金屬鎘的累積特性。結(jié)果表明，35份木薯種質(zhì)組織器官中的Cd積累含量和富集系數(shù)均表現(xiàn)為莖>葉>塊根;35份木薯種質(zhì)中，塊根（鮮樣）Cd含量超過國(guó)家薯類作物限量標(biāo)準(zhǔn)（0.1 mg/kg）的有15份。隸屬函數(shù)評(píng)價(jià)表明，GR891與NG在鎘富集和轉(zhuǎn)運(yùn)的綜合能力方面差異最大，其富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別為5.80、7.94、1.12、1.94。綜合排名顯示，N121生物量和鎘提取量都表現(xiàn)最高，分別達(dá)91 406 kg/hm2、18.60 g/hm2;ZM8316產(chǎn)量最高，達(dá) 45 303 kg/hm2;GR891生物量和產(chǎn)量都表現(xiàn)最低，分別為18 329、10 245 kg/hm2;47-11鎘提取量最低，為3.49 g/hm2。

關(guān)鍵詞：木薯;種質(zhì)資源;鎘;富集;轉(zhuǎn)運(yùn);評(píng)價(jià)

中圖分類號(hào)： S533.01? 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A? 文章編號(hào)：1002-1302（2019）10-0095-07

近年來，重金屬污染問題一直受到人們高度的關(guān)注。據(jù)報(bào)道，我國(guó)土壤重金屬污染情況十分嚴(yán)峻，耕地污染面積達(dá) 1 000萬hm2，占總耕地面積的1/8[1]。據(jù)《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，在污染耕地的主要重金屬當(dāng)中，Cd元素污染發(fā)生的概率最高[2]。面對(duì)我國(guó)當(dāng)前人均耕地不足的情況，土壤的Cd污染化無疑對(duì)土地資源的可持續(xù)性利用和農(nóng)作物的安全構(gòu)成了巨大的威脅[3]。由于重金屬Cd在土壤中遷移性強(qiáng)、不穩(wěn)定性形態(tài)比例大、極易被植物吸收富集[4]。同時(shí)，Cd是生物毒性最強(qiáng)的重金屬元素，雖然以呼吸空氣和飲水進(jìn)入人體的數(shù)量極少，但是可通過食物鏈來危害人的健康[5-6]。湖南屬于重金屬污染的多發(fā)區(qū)，報(bào)道顯示湖南多個(gè)地區(qū)出現(xiàn)重金屬污染的情況。株洲某縣域典型礦區(qū)的耕地Cd含量點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)98%，且是各重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)最高的[7]。洞庭湖作為我國(guó)第二大淡水湖泊，是湖南省重要的糧、棉、油、魚生產(chǎn)基地，享有“魚米之鄉(xiāng)”的美譽(yù)[8]。在洞庭湖生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中，鎘在各污染物中危害程度最大[9]。木薯是世界三大薯類作物之一，有適應(yīng)性強(qiáng)、生長(zhǎng)快、產(chǎn)量高、耐旱耐瘠、病蟲害少等優(yōu)點(diǎn)，是高效優(yōu)質(zhì)的能源作物，也是健康的綠色食糧[10]。近年來，木薯引種湖南栽培的面積不斷擴(kuò)大[11-12]，從產(chǎn)地安全性出發(fā)，重金屬鎘污染的問題嚴(yán)重制約產(chǎn)業(yè)的發(fā)展與壯大。因此，展開鎘污染耕地下木薯栽培方向的研究具有重大的意義。目前，國(guó)內(nèi)外在木薯與鎘有關(guān)方面的研究主要集中在重金屬的生物修復(fù)[13]、生物炭應(yīng)用方面[14]，在生長(zhǎng)特性[15]、產(chǎn)地安全性[16]、積累特征[17]等方面也有研究報(bào)道，但是有關(guān)不同木薯品種對(duì)鎘積累研究報(bào)道甚少，特別是多品種的對(duì)比研究尚屬空白。因此，本試驗(yàn)研究了35份木薯種質(zhì)在輕度鎘污染大田中的鎘積累特性，以期為低鎘木薯種質(zhì)選育及鎘污染地的生物修復(fù)研究提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

試驗(yàn)在湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)耘園基地進(jìn)行，土壤基本理化性狀：pH值為5.28，有機(jī)質(zhì)含量為24.03 g/kg，陽(yáng)離子交換量為 8.35 cmol/kg，全鎘含量為0.31 mg/kg，有效態(tài)鎘含量為 0.16 mg/kg，全氮含量為1.32 g/kg，全磷含量為 981.00 mg/kg，全鉀（以K計(jì)）含量為16.0 g/kg，堿解氮含量為84.48 mg/kg，有效磷含量為39.08 mg/kg，速效鉀含量為115.67 mg/kg。全鎘含量在GB 15618—1995《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)之間，屬于重金屬鎘（Cd）輕度污染耕地[18]。供試木薯種質(zhì)材料來源于中國(guó)熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué)院和廣西壯族自治區(qū)農(nóng)業(yè)科學(xué)院（表1）。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，小區(qū)長(zhǎng)15.0 m，寬1.0 m，小區(qū)面積為15.0 m2，按行距1.0 m，株距1.2 m種植，即每個(gè)小區(qū)種植12株（7 995株/hm2），每個(gè)種質(zhì)材料設(shè)3次重復(fù)（即3個(gè)小區(qū)），試驗(yàn)周圍設(shè)有保護(hù)行。種植時(shí)將健康、沒有破損、大小較為均勻的種莖，砍成15～17 cm長(zhǎng)的莖段，平放播種，2017年4月1日種植，生長(zhǎng)7個(gè)月后于2017年11月6日收獲。試驗(yàn)前（2017年2月27日）用旋耕機(jī)對(duì)大田旋耕1次，按要求用起壟機(jī)進(jìn)行起壟，最后用銀黑雙面地膜覆蓋，前一年大田用于木薯試驗(yàn)。

1.3 樣品處理與分析

1.3.1 木薯各部位生物量及產(chǎn)量測(cè)定 收獲期進(jìn)行各小區(qū)木薯生物產(chǎn)量和鮮薯產(chǎn)量測(cè)定，按計(jì)算后的小區(qū)平均產(chǎn)量折算成每1 hm2產(chǎn)量，同時(shí)分莖、葉、塊根3個(gè)部分對(duì)植株生物量鮮樣進(jìn)行稱質(zhì)量，然后取塊根、莖、葉（含葉柄）混合樣各0.5 kg用來分析測(cè)試重金屬含量等指標(biāo)。

1.3.2 木薯和土壤重金屬Cd的測(cè)定 將供試木薯樣品先用自來水沖洗，再用蒸餾水洗滌，除去樣品表面附著的雜質(zhì)，分割成塊根、莖、葉3個(gè)部分，置于烘箱中105 ℃殺青，70 ℃烘干至恒質(zhì)量，稱質(zhì)量并折算各部分生物量干質(zhì)量，將樣品粉碎備用。土壤按“五點(diǎn)法”取混合樣后經(jīng)風(fēng)干并過100目篩后備用。

土壤和木薯樣品中鎘含量委托湖南廣電計(jì)量檢測(cè)有限公司測(cè)定。木薯樣品鎘測(cè)定參考標(biāo)準(zhǔn)為GB/T 5009.15—2014《食品中鎘的測(cè)定》;土壤中的鎘測(cè)定參考標(biāo)準(zhǔn)為GB/T 17141—1997《土壤質(zhì)量鉛、鎘的測(cè)定 石墨爐原子吸收分光光度法》。

1.3.3 數(shù)據(jù)分析

生物富集系數(shù)=植物某部位重金屬含量/土壤重金屬總含量;

生物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)=植物地上部重金屬含量/植物地下部重金屬含量;

鮮樣Cd含量（mg/kg）=干樣中Cd含量×干物率。

木薯鎘積累能力評(píng)價(jià)：利用模糊數(shù)學(xué)中隸屬函數(shù)法[19]，分別計(jì)算木薯全株鎘富集系數(shù)、地上部轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（地上與地下鎘含量比值）的具體隸屬值，并將各種質(zhì)材料的各隸屬值進(jìn)行累加，求平均值，即得出鎘積累綜合隸屬值，綜合評(píng)價(jià)不同木薯種質(zhì)材料的鎘積累能力。

式中：X為供試木薯種質(zhì)材料的某一指標(biāo)系數(shù);Xmin為供試種質(zhì)材料中某一指標(biāo)系數(shù)的最小值;Xmax為供試種質(zhì)材料中某一指標(biāo)系數(shù)的最大值。

采用Microsoft Excel進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和排名評(píng)價(jià)，采用SPSS 22.0數(shù)據(jù)處理軟件對(duì)試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行統(tǒng)計(jì)聚類分析和單因素方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同木薯種質(zhì)材料生物量與產(chǎn)量比較

在輕度鎘污染土壤背景下，35份木薯種質(zhì)資源材料莖、葉、根之間的生物量差異明顯（圖1）。

莖生物量范圍在0.45～4.90 kg/株，平均值為 2.24 kg/株;其中高于平均值的種質(zhì)資源材料有17個(gè)，排名前3位的分別是N121、NG、NAD，其莖生物量分別為4.90、4.50、4.37 kg/株;莖生物量低于平均值的種質(zhì)資源材料有18個(gè)，表現(xiàn)最低的3個(gè)種質(zhì)材料為桂墾09-26、L451、GR891，分別為1.08、0.97、0.45 kg/株。

葉生物量范圍在0.56～2.16 kg/株，平均值為 1.31 kg/株;其中高于平均值的種質(zhì)資源材料有16個(gè)，排名前3位的分別是NG、1301、柬引4號(hào)，其葉生物量分別為 2.16、2.10、2.09 kg/株;低于平均值的種質(zhì)資源材料有18個(gè)，表現(xiàn)最低的3個(gè)種質(zhì)材料為桂墾09-26、L451、GR891，對(duì)應(yīng)的葉生物量分別為0.75、0.69、0.56 kg/株。

塊根生物量范圍在1.28～5.66 kg/株，平均值為 2.87 kg/株。其中高于平均值的種質(zhì)資源材料有16個(gè)，排名前3位的分別是ZM8316、M501、N121，其塊根生物量分別為5.66、4.59、4.51 kg/株;低于平均值的種質(zhì)資源材料有19個(gè)，表現(xiàn)最低的3個(gè)種質(zhì)材料為NG、GC49、GR891，對(duì)應(yīng)的塊根生物量分別為1.74、1.58、1.28 kg/株。

35份木薯種質(zhì)材料產(chǎn)量和生物量分析結(jié)果見圖2。各木薯種質(zhì)資源材料鮮薯產(chǎn)量高于35份種質(zhì)資源材料平均值（22 963 kg/hm2）的有16種，其中ZM8316產(chǎn)量最高，達(dá) 45 303 kg/hm2;低于平均值的有19種，其中GR891產(chǎn)量最低，為10 245 kg/hm2。各木薯種質(zhì)資源材料生物量高于35份種質(zhì)資源材料平均值（51 382 kg/hm2）的有18種，其中N121生物量最高，達(dá)91 406 kg/hm2;低于平均值的有17種，其中GR891生物量最低，為18 329 kg/hm2。

2.2 不同木薯種質(zhì)材料Cd積累分析

2.2.1 木薯種質(zhì)材料各部位中Cd積累量分析 由圖3可知，在輕度Cd污染背景下，35份木薯種質(zhì)材料的各器官對(duì)Cd積累差異顯著（P<0.05）。木薯的莖對(duì)Cd積累的范圍和平均值分別為0.43～2.52、1.07 mg/kg，莖中鎘積累量最高、最低的種質(zhì)資源材料分別為GR891、NAD;葉中Cd積累的范圍和平均值分別為 0.23～1.43、0.59 mg/kg，葉中鎘積累量最高、最低的種質(zhì)資源材料分別為L(zhǎng)451、47-11;塊根中Cd積累的范圍和平均值分別為0.13～0.35、0.25 mg/kg，塊根中鎘積累量最高、最低的種質(zhì)資源材料分別為N229、1301。綜合分析，35份木薯種質(zhì)材料的各器官（干樣）鎘含量均表現(xiàn)為莖>葉>塊根。

2.2.2 木薯種質(zhì)材料鮮薯中Cd含量分析 由圖4可知，35份木薯種質(zhì)材料中，塊根（鮮薯）中鎘積累含量最高的種質(zhì)資源材料為N229，鎘積累含量最低的種質(zhì)資源材料為NAD，最高種質(zhì)材料是最低種質(zhì)材料的2.7倍。塊根中鎘含量超過國(guó)家薯類作物限量標(biāo)準(zhǔn)（≥0.1 mg/kg）的種質(zhì)材料有15份，鎘積累含量從高到低分別是N229>SC205>M786>N261>N64>N121>M824>GR891>N92>M714>桂墾09-26>L451>N119>S1>M501，占所有供試材料的42.9%。

2.3 木薯種質(zhì)資源材料Cd積累評(píng)價(jià)

2.3.1 不同木薯種質(zhì)材料Cd積累差異分類 為精準(zhǔn)地評(píng)價(jià)輕度鎘污染地種植的35份木薯種質(zhì)材料對(duì)鎘積累的差異，以木薯可食用部位即鮮薯（塊根）中的鎘含量作為聚類分析指標(biāo)，采用組內(nèi)平均連鎖法進(jìn)行分析。由圖5可知，當(dāng)歐氏距離為15時(shí)，可將供試材料分為3大類。其中，第Ⅰ類有16種，按塊根中Cd含量從大到小依次為N229>SC205>M786>N261>N64>N121>M824>GR891>N92>M714>桂墾09-26>L451>N119>S1>M501>GC49（0.098 mg/kg），為高鎘積累類群;第Ⅱ類有15份，按塊根中Cd含量從大到小依次為SC9>E31>E26>巴引3號(hào)>南植199>N228>NG>47-11>ZM8316>新選048>GR8>柬引4號(hào)>BRA114685>6068>SC12，為中等鎘積累類群;第Ⅲ類有4種，從大到小依次為什寒>廣西水果>1301>NAD，為低鎘積累類群。

2.3.2 木薯種質(zhì)資源材料Cd積累類群比較 由表2可知，高鎘積累類群，其生物量范圍為18 329～91 406 kg/hm2、產(chǎn)量范圍在10 245～36 738 kg/hm2、土壤中鎘的提取量范圍為 4.36～18.60 g/hm2;其中，高鎘積累類群中各木薯種質(zhì)材料器官的鎘提取量均表現(xiàn)為莖>根>葉。35份種質(zhì)材料綜合排名中，M501、N121、N229、M786的生物量、產(chǎn)量、全株鎘積累量均超過平均值;其中，M501、N121、N229表現(xiàn)突出，其生物量均超過 62 000 kg/hm2、產(chǎn)量均超過30 000 kg/hm2、鎘提取量均超過 12 g/hm2，可應(yīng)用于輕度土壤重金屬修復(fù)，其可觀的產(chǎn)量也可以用于工業(yè)乙醇生產(chǎn)。

對(duì)于中等積累類群，其生物量范圍為36 218～77 479 kg/hm2、產(chǎn)量范圍13 927～45 303 kg/hm2、土壤中鎘的提取量范圍為3.49～14.17 g/hm2;其中，中鎘積累類群中各木薯種質(zhì)材料器官的鎘提取量表現(xiàn)為莖>葉、塊根。35份種質(zhì)材料綜合排名中，ZM8316、E31、SC9、SC12、BRA114685的生物量、產(chǎn)量、全株鎘積累量均超過平均值;其中，ZM8316、E31、SC9表現(xiàn)突出，其生物量均超過57 000 kg/hm2、產(chǎn)量均超過27 000 kg/hm2、鎘提取量均超過10 g/hm2，可應(yīng)用于食用栽培也可應(yīng)用于輕度鎘積累土壤的修復(fù)。

對(duì)于低鎘積累類群，其生物量范圍為54 187～66 113 kg/hm2、產(chǎn)量范圍在14 167～30 495 kg/hm2、土壤中鎘的提取量范圍為4.91～7.23 g/hm2;其中，低鎘積累類群中各木薯種質(zhì)材料器官的鎘提取量表現(xiàn)為莖>葉、塊根。35份種質(zhì)材料綜合排名中，什寒、廣西水果、1301的生物量和產(chǎn)量都高于35份木薯種質(zhì)材料的平均值，但其鎘提取量低于平均值。其中，什寒、廣西水果生物量均超過54 000 kg/hm2、產(chǎn)量均超過26 800 kg/hm2、鎘提取量均低于6.0 g/hm2，可應(yīng)用于食用栽培。

綜合評(píng)價(jià)可知，35份木薯種質(zhì)材料中，M501、N121、N229、ZM8316、E31、SC9具有生物量高、產(chǎn)量高、地上部鎘積累量高的特點(diǎn);而什寒、廣西水果具有生物量高、產(chǎn)量較高、地上部鎘積累量低的特點(diǎn)。對(duì)比可知，N121生物量和鎘提取量都表現(xiàn)最高，分別為91 406 kg/hm2、18.60 g/hm2;ZM8316產(chǎn)量最高，達(dá)45 303 kg/hm2;GR891生物量和產(chǎn)量都表現(xiàn)最低，分別為 18 329、10 245 kg/hm2，47-11鎘提取量最低，為 3.49 g/hm2。

2.3.3 木薯種質(zhì)材料鎘積累能力分析 由表3可知，輕度鎘污染地背景下，35份木薯種質(zhì)材料各器官的富集系數(shù)均表現(xiàn)為莖>葉>塊根;各木薯種質(zhì)材料的莖、葉、塊根富集系數(shù)范圍和平均值分別為1.40～8.14、3.46，0.74～4.60、1.92，0.43～113、0.79。相比其他種質(zhì)資源材料，GR891全株富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)都最大，分別為5.80、7.94;而NAD和NG全株富集系數(shù)、轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)相對(duì)其他種質(zhì)材料較小，分別為0.86、2.38和1.12、1.94。由隸屬函數(shù)排名可知，GR891與NG在鎘富集、鎘轉(zhuǎn)移綜合能力方面差異最大。

3 討論與結(jié)論

3.1 土壤Cd背景值與木薯Cd積累含量的關(guān)系

土壤中鎘的含量影響著植物體對(duì)鎘的吸收和積累。在土壤中鎘的形態(tài)種類較多，不同性質(zhì)土壤鎘形態(tài)分布差異較大，有效態(tài)是各形態(tài)的綜合反映[20]。其中，只有有效態(tài)鎘才可以直接被植物吸收利用。由于自然條件下土壤的復(fù)雜性，單一的總鎘含量不能很好地反映有效態(tài)鎘實(shí)際的特性。黃芳芳等研究顯示，桉樹林中總鎘含量達(dá)到4.46 mg/kg，其有效態(tài)鎘含量?jī)H為0.04 mg/kg;木薯地中鎘總量為2.84 mg/kg，其有效態(tài)鎘含量為0.14 mg/kg[21]。也有研究表明，木薯地中總鎘含量達(dá)到6.32 mg/kg時(shí)，其有效態(tài)鎘僅為0.20 mg/kg[22]。說明不同類型的土壤其鎘含量差異較大。本試驗(yàn)土壤中的總鎘含量為0.31 mg/kg，但是有效態(tài)鎘含量達(dá)到0.16 mg/kg。從本試驗(yàn)結(jié)果來看，35份木薯種質(zhì)材料的塊根中鎘含量超過國(guó)家薯類作物限量標(biāo)準(zhǔn)（0.1 mg/kg）的有15個(gè)，占所有供試種質(zhì)材料的42.9%;另外，各木薯種質(zhì)材料的莖、葉富集系數(shù)都大于1，各種質(zhì)材料植株的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)也大于1。說明在土壤總鎘含量不高的情況下，土壤有效態(tài)鎘含量在植物對(duì)鎘積累上起到了決定性的作用。因此，以土壤總鎘的含量作為土壤重金屬鎘污染的衡量指標(biāo)，其有效性難以反映在植物對(duì)鎘的吸收和積累上。

本試驗(yàn)土壤屬于輕度鎘污染地，有效態(tài)鎘含量相對(duì)較高。因此，對(duì)輕度污染地的35份木薯種質(zhì)材料分析其鎘積累的特性，具有一定的研究?jī)r(jià)值與意義。試驗(yàn)結(jié)果表明，35份木薯種質(zhì)材料莖、葉、塊根干樣中的Cd含量平均值分別為1.07、0.59、0.25 mg/kg。此結(jié)果與申時(shí)立等在土壤總鎘含量為 6.32 mg/kg、有效態(tài)鎘為0.20 mg/kg的背景值下的木薯各部位鎘含量相當(dāng)[22]。但本試驗(yàn)?zāi)臼砀髌鞴冁k含量的平均值均未超過其莖、葉、塊根的鎘濃度，說明土壤中鎘的有效性對(duì)植物積累鎘的效果明顯。即使是同一木薯種質(zhì)材料在不同鎘污染地，土壤中的總鎘含量也不能客觀地反映植物對(duì)鎘積累的情況。本試驗(yàn)中的木薯種質(zhì)材料SC205，其莖、葉鮮樣中鎘含量分別為0.38、0.15 mg/kg，相比于曾露蘋等對(duì)木薯SC205的研究[23]，本試驗(yàn)?zāi)臼砀髌鞴俚逆k積累濃度高于其中度污染下木薯各部位鎘濃度值，卻低于其重度鎘污染下木薯各器官鎘濃度值。這一對(duì)比表明了同一木薯種質(zhì)材料對(duì)鎘積累的差異除了土壤鎘背景值的不同，還與各地的氣候、土壤環(huán)境等其他因素有關(guān)。

綜上所述，土壤中的有效態(tài)鎘含量直接影響植物對(duì)鎘的吸收，與之相比土壤總鎘含量影響植物對(duì)鎘的吸收較弱。因此，在鎘積累種質(zhì)材料比較篩選的研究中，以單一的土壤鎘總量來篩選鎘積累材料的高低是不客觀的，必須以有效態(tài)鎘含量作為土壤鎘背景值的重要參考，才能更為準(zhǔn)確地評(píng)定各材料鎘積累的高低，繼而有效地篩選出高低鎘積累材料。這也和利峰等認(rèn)為以重金屬總量作為土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)難以反映重金屬對(duì)植物的有效性的觀點(diǎn)[24]一致。

3.2 木薯種質(zhì)材料各器官鎘積累的差異分析

植物對(duì)鎘的吸收因種類、部位不同其積累量也不同。通常，植物對(duì)鎘積累的差異在各器官上得到充分體現(xiàn)，通常呈現(xiàn)出一定規(guī)律性。如木本的桑樹[25]、桃樹[26]各器官鎘積累量表現(xiàn)為根>莖>葉;草本的水稻[27-28]、小麥[29]、油菜[30]及常見蔬菜[31]，其不同器官重金屬鎘的含量均表現(xiàn)為根>莖葉（或者地下部>地上部）。本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，在35份木薯種質(zhì)材料當(dāng)中，各器官（干樣）中的Cd積累量均表現(xiàn)為莖>葉>塊根。這與韋璐陽(yáng)等的研究[16-17，22-23]一致，但和熊云武等研究的結(jié)果[13，32]不同，分析前面2種結(jié)論研究的各土壤總鎘和有效態(tài)鎘含量背景值，并無差異性，各器官鎘含量的富集規(guī)律不一致可能與木薯種質(zhì)材料、土壤環(huán)境、氣候等綜合因素的差異有關(guān)。

鎘是一種有毒的重金屬，是植物非必需元素，通常以共質(zhì)體或者質(zhì)外體的方式進(jìn)入維管束并向枝葉運(yùn)轉(zhuǎn)[33]。植物地下部鎘積累濃度高于地上部是由于鎘限制向上運(yùn)輸?shù)慕Y(jié)果，這樣的形式在一定的程度上可以緩解鎘對(duì)敏感地上部的傷害[34-35]。研究發(fā)現(xiàn)，鎘濃度處理從低到高改變時(shí)，結(jié)縷草莖細(xì)胞液與細(xì)胞壁中鎘的比例會(huì)改變;其地下部鎘含量顯著高于地上部轉(zhuǎn)變?yōu)榈厣喜挎k含量顯著高于地下部，鎘轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)顯著提高，說明植物地上部可以很好地緩解地下部的鎘積累[36]。試驗(yàn)結(jié)果表明，各木薯種質(zhì)材料地上部鎘含量明顯高于地下部;由于富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)分別是植物對(duì)鎘富集和運(yùn)轉(zhuǎn)能力的體現(xiàn)，35份木薯種質(zhì)材料各器官的富集系數(shù)也均表現(xiàn)為莖>葉>塊根?？梢?，木薯地上部比地下部表現(xiàn)出較好的耐鎘性，可能與植物種類本身的基因差異有關(guān)，這規(guī)律并非木薯所獨(dú)有，在郭艷麗等研究的木本植物中也表現(xiàn)一致積累特征[37]。植物地下部與地上部生理生態(tài)關(guān)系密切，從地下部到地上部比地上部到地下部的系統(tǒng)誘導(dǎo)效應(yīng)普遍[38]。同時(shí)，植物本身對(duì)有害的信號(hào)物質(zhì)是躲避的，因此，木薯以特有的方式通過地下部不斷地往地上部運(yùn)輸積累到莖葉中，從而以高于地下部的忍耐性富集鎘或者以落葉的方式來緩解鎘的毒害成為了可能?？傊参飳?duì)鎘的吸收運(yùn)轉(zhuǎn)途徑是復(fù)雜的，受多因素、多基因共同調(diào)控的過程[39]。

3.3 木薯Cd積累種質(zhì)材料資源的評(píng)價(jià)與應(yīng)用

植物吸收和累積重金屬不僅存在顯著的植物種間差異，同時(shí)存在顯著的植物種內(nèi)差異[40]。因此，開展重金屬污染預(yù)防種質(zhì)材料的篩選和培育具有重要意義。由于木薯食用的主要部位為塊根，35份木薯種質(zhì)材料中，有15份材料（高鎘積累類群）的塊根（鮮樣）Cd含量超過國(guó)家薯類作物限量標(biāo)準(zhǔn)（0.1 mg/kg），食用存在一定的安全風(fēng)險(xiǎn);中鎘積累和低鎘積累類群中的木薯塊根鎘含量未超過國(guó)家薯類作物限量標(biāo)準(zhǔn)，食用是安全的。綜合評(píng)價(jià)中，中等鎘積累種質(zhì)材料（ZM8316、E31、SC9）具有生物量高、產(chǎn)量高、地上部鎘積累高的特點(diǎn)，其中ZM8316產(chǎn)量在35份種質(zhì)資源材料中屬最高，達(dá) 45 303 kg/hm2，鎘提取量達(dá)10.14 g/hm2;低鎘積累種質(zhì)材料（什寒、廣西水果）具有在生物量較高、產(chǎn)量較高、全株鎘積累低的特點(diǎn)。因此，相比中國(guó)木薯平均鮮薯單產(chǎn) 16 800 kg/hm2[41]而言，中低鎘積累木薯種質(zhì)材料在湖南地區(qū)栽培具有一定潛力。木薯本身耐酸性、耐貧瘠，耐重金屬鎘的土壤[21]。雖然高鎘積累木薯種質(zhì)材料的塊根鎘含量超標(biāo)，但高鎘積累種質(zhì)材料（M501、N121、N229）生物量高、產(chǎn)量高、地上部鎘積累高，其中，N121生物量和鎘提取量在35份種質(zhì)資源材料中都表現(xiàn)最高，分別為91 406 kg/hm2、18.60 g/hm2;可以應(yīng)用于“修復(fù)+景觀+經(jīng)濟(jì)效益”模式的生物修復(fù)[13]。重金屬鎘富集系數(shù)的大小代表植物對(duì)土壤中重金屬Cd吸收能力的大小;而重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的大小代表植物地下部往地上部運(yùn)輸重金屬Cd能力的大小。從35份木薯種質(zhì)資源材料鎘富集和轉(zhuǎn)運(yùn)評(píng)價(jià)分析可知，GR891全株富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高，分別達(dá)到了5.80、7.94;而NG、NAD全株富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)低，分別為1.12、1.94和0.86、2.38，種質(zhì)材料之間鎘積累能力差異大，可以作為木薯鎘積累種質(zhì)資源篩選和富集規(guī)律研究的試驗(yàn)材料。

在土壤（pH值為5.28）全Cd含量、有效態(tài)Cd含量分別為0.31、0.16 mg/kg的背景值下得出以下結(jié)論：（1）35份木薯種質(zhì)材料各器官（干樣）中，莖中鎘含量最高、最低的種質(zhì)材料分別為GR891（2.52 mg/kg）、NAD（0.43 mg/kg）;葉中鎘含量最高、最低種質(zhì)材料分別為L(zhǎng)451（1.43 mg/kg）、47-11（0.23 mg/kg）;塊根中鎘含量最高、最低種質(zhì)材料分別為N229（0.35 mg/kg）、1301（0.13 mg/kg）。（2）35份木薯種質(zhì)材料中，有15份種質(zhì)材料的塊根（鮮樣）Cd含量超過國(guó)家薯類作物限量標(biāo)準(zhǔn)（0.1 mg/kg），占所有供試材料的42.9%，按塊根中Cd含量從大到小依次為 N229>SC205>M786>N261>N64>N121>M824>GR891>N92>M714>桂墾09-26>L451>N119>S1>M501。食用存在一定的安全風(fēng)險(xiǎn)。（3）35份木薯種質(zhì)材料中，GR891全株富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)都最大，分別為5.80、7.94;而NAD全株富集系數(shù)最小為0.86，NG轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最小為1.94。其中，GR891與NG在鎘富集和鎘轉(zhuǎn)運(yùn)的綜合能力方面差異最大。（4）35份木薯種質(zhì)材料各組織器官中的Cd積累含量和富集系數(shù)均表現(xiàn)為莖>葉>根。（5）35份木薯種質(zhì)材料中，M501、N121、N229、ZM8316、E31、SC9具有生物量高、產(chǎn)量高、地上部鎘積累量高的特點(diǎn);而什寒、廣西水果具有在生物量高、產(chǎn)量較高、地上部鎘積累量低的特點(diǎn)。其中，N121生物量和鎘提取量都表現(xiàn)最高，分別為91 406 kg/hm2、18.60 g/hm2;ZM8316產(chǎn)量最高，達(dá) 45 303 kg/hm2;GR891生物量和產(chǎn)量都表現(xiàn)最低，分別為 18 329、10 245 kg/hm2，47-11鎘提取量最低，為3.49 g/hm2。

參考文獻(xiàn)：

[1]章海波，駱永明，李 遠(yuǎn)，等. 中國(guó)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中重金屬指標(biāo)的篩選研究[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2014，51（3）：429-438.

[2]陳能場(chǎng)，鄭煜基，何曉峰，等. 《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》探析[J]. 中國(guó)環(huán)保產(chǎn)業(yè)，2014，36（5）：10-11.

[3]葛芳芳，王學(xué)鋒，付衛(wèi)靜，等. 我國(guó)農(nóng)耕土壤Cd污染與植物修復(fù)現(xiàn)狀[J]. 環(huán)境保護(hù)科學(xué)，2017，43（5）：105-110.

[4]黃芳芳. 廣西桂平錳礦露采礦區(qū)的生態(tài)環(huán)境與治理修復(fù)研究[D]. 桂林：廣西師范大學(xué)，2011.

[5]張然然，張 鵬，都韶婷. 鎘毒害下植物氧化脅迫發(fā)生及其信號(hào)調(diào)控機(jī)制的研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2016，27（3）：981-992.

[6]高 宇，程 潛，張夢(mèng)君，等. 鎘污染土壤修復(fù)技術(shù)研究[J]. 生物技術(shù)通報(bào)，2017，33（9）：103-110.

[7]周俊馳，鐵柏清，劉孝利，等. 湖南礦區(qū)縣域耕地重金屬污染空間特征及潛在風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2017（4）：75-79.

[8]易凌霄，曾清如. 洞庭湖區(qū)土壤重金屬污染現(xiàn)狀及防治對(duì)策[J]. 土壤通報(bào)，2015，46（6）：1509-1513.

[9]郭 晶，李利強(qiáng)，黃代中，等. 洞庭湖表層水和底泥中重金屬污染狀況及其變化趨勢(shì)[J]. 環(huán)境科學(xué)研究，2016，29（1）：44-51.

[10]宋 勇，熊興耀，吳秋云，等. 湖南發(fā)展木薯產(chǎn)業(yè)可行性分析與建議[J]. 湖南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012（1）：35-38.

[11]蔣 軍. 發(fā)展永州市木薯產(chǎn)業(yè)之淺見[J]. 種子科技，2010（9）：21-22.

[12]戴聲佩，劉恩平. 湖南省木薯產(chǎn)業(yè)發(fā)展研究[J]. 熱帶農(nóng)業(yè)科學(xué)，2011，31（12）：71-74.

[13]熊云武，林曉燕，裴東輝，等. 錳化廠土壤重金屬含量及景觀植物吸收特征[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2017，45（11）：63-66.

[14]肖 瑤，葛成軍，張 麗，等. 木薯渣基生物質(zhì)炭對(duì)水中Cd2+Cu2+的吸附行為研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2016，35（8）：1587-1594.

[15]韋璐陽(yáng)，藍(lán) 唯，林 鷹，等. 重金屬鎘在木薯中的積累及對(duì)其生長(zhǎng)的影響[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2011，39（35）：21600-21601.

[16]韋璐陽(yáng)，藍(lán) 唯，林 鷹，等. 土壤重金屬Cd在木薯中累積特征及產(chǎn)地環(huán)境安全臨界值[J]. 南方農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2012，43（3）：345-348.

[17]唐文杰，李明順. 廣西錳礦區(qū)廢棄地優(yōu)勢(shì)植物重金屬含量及富集特征[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2008，27（5）：1757-1763.

[18]宋 偉，陳百明，劉 琳. 中國(guó)耕地土壤重金屬污染概況[J]. 水土保持研究，2013，20（2）：293-298.

[19]盛業(yè)龍，王莎莎，許美玲，等. 應(yīng)用隸屬函數(shù)法綜合評(píng)價(jià)不同烤煙品種苗期抗旱性[J]. 南方農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2014，45（10）：1751-1758.

[20]艾倫弘. 成都及其它地區(qū)土壤鎘的形態(tài)特征及生物有效性研究[D]. 成都：成都理工大學(xué)，2007.

[21]黃芳芳，李 藝，郭秀蓮. 廣西木圭錳礦區(qū)復(fù)墾效果及生態(tài)恢復(fù)治理對(duì)策[J]. 礦業(yè)研究與開發(fā)，2011（4）：88-90.

[22]申時(shí)立，黎華壽，夏北成，等. 大生物量植物治理重金屬重度污染廢棄地可行性的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2013（3）：572-578.

[23]曾露蘋，秦俊豪，董淑玉，等. 不同木薯品種對(duì)重金屬Cu Zn Cd累積差異及健康風(fēng)險(xiǎn)分析[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2017，36（6）：1044-1052.

[24]利 鋒，張學(xué)先，戴睿志. 重金屬有效態(tài)與土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)制訂[J]. 廣東微量元素科學(xué)，2008，15（1）：7-10.

[25]蔣詩(shī)夢(mèng)，顏新培，龔 昕，等. 桑樹品種間重金屬鎘的分布與富集規(guī)律研究[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，2016，32（22）：76-83.

[26]關(guān) 偉，王有年，師光祿，等. 兩個(gè)桃樹品種對(duì)土壤中不同鎘水平的響應(yīng)[J]. 生態(tài)學(xué)雜志，2007，26（6）：859-864.

[27]龍小林，向珣朝，徐艷芳，等. 鎘脅迫下秈稻和粳稻對(duì)鎘的吸收、轉(zhuǎn)移和分配研究[J]. 中國(guó)水稻科學(xué)，2014，28（2）：177-184.

[28]蔡秋玲，林大松，王 果，等. 不同類型水稻鎘富集與轉(zhuǎn)運(yùn)能力的差異分析[J]. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào)，2016，35（6）：1028-1033.

[29]周 偉，鄧良基，賈凡凡，等. 菌渣豬糞還田下麥稻重金屬富集特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2017，36（2）：230-240.

[30]高茜蕾，許軍鋒. 不同品種油菜取樣對(duì)鎘的吸收累積差異分析[J]. 西安工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2015（6）：479-482.

[31]吳燕明，呂高明，周 航，等. 湘南某礦區(qū)蔬菜中Pb、Cd污染狀況及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2014，34（8）：2146-2154.

[32]吳玉峰. 廣西典型高背景鎘地區(qū)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[D]. 廣州：廣西師范學(xué)院，2016.

[33]王曉娟，王文斌，楊 龍，等. 重金屬鎘（Cd）在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)途徑及其調(diào)控機(jī)制[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，35（23）：7921-7929.

[34]周曉星. 柳屬植物對(duì)重金屬鎘脅迫的生長(zhǎng)與生理響應(yīng)[D]. 北京：中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院，2012.

[35]丁楓華，劉術(shù)新，羅 丹，等. 23種常見作物對(duì)鎘毒害的敏感性差異[J]. 環(huán)境科學(xué)，2011，32（1）：277-283.

[36]劉俊祥，孫振元，巨關(guān)升，等. 鎘在結(jié)縷草（Zoysia japonica）中的積累特性及對(duì)礦質(zhì)代謝的影響[C]//中國(guó)觀賞園藝研究進(jìn)展（2010）. 北京：中國(guó)園藝學(xué)會(huì)，2010：480-485.

[37]郭艷麗，臺(tái)培東，馮 倩，等. 沈陽(yáng)張士灌區(qū)常見木本植物鎘積累特征[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，2009，37（7）：3205-3207，3316.

[38]馮遠(yuǎn)嬌，王建武，駱世明. 植物地上部與地下部的誘導(dǎo)防御反應(yīng)研究綜述[J]. 生態(tài)科學(xué)，2010，29（3）：292-297.

[39]劉 利，郝小花，田連福. 植物吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和積累鎘的機(jī)理研究進(jìn)展[J]. 生命科學(xué)研究，2015，19（2）：176-184.

[40]劉維濤，周啟星. 重金屬污染預(yù)防品種的篩選與培育[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2010，26（6）：1452-1458.

[41]黃 潔，李開綿，葉劍秋，等. 中國(guó)木薯產(chǎn)業(yè)化的發(fā)展研究與對(duì)策[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào)，2006，22（5）：421-426.