4種藤本植物對錳污染土壤的耐受性及其生理響應(yīng)

汪結(jié)明，王良桂，韓改改

（1 南京林業(yè)大學(xué) 風(fēng)景園林學(xué)院，南京210037；2 湖南科技大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院，湖南湘潭411201）

隨著工業(yè)化、城市化的日益發(fā)展，錳礦作為一種重要的礦產(chǎn)資源被人類以前所未有的速度開采、消耗，而由此帶來的錳尾礦重金屬環(huán)境污染問題也日益嚴(yán)重［1－2］。土壤中過量的錳容易對植物造成傷害、還會(huì)通過食物鏈影響人類身體健康，如錳攝入量過高會(huì)影響免疫系統(tǒng)和心血管系統(tǒng)的正常功能，甚至引發(fā)類帕金森氏綜合癥等多種疾?。?－4］。傳統(tǒng)的錳尾礦區(qū)土壤重金屬修復(fù)方法如淋洗法、熱處理法、客土換土法、動(dòng)電修復(fù)法等，但這些方法成本高、效果差，工程量大，且往往容易破壞土壤結(jié)構(gòu)造成二次污染［5－6］。利用植物進(jìn)行錳尾礦修復(fù)的方法為治理重金屬污染提供了新途徑，該技術(shù)成本低、速度快，成效顯著。目前研究較深入的植物主要有商陸（PhytolaccaacinosaRoxb）、 水 蓼（Polygonumhydropiper）、木荷（Schimasuperba）、杠板歸（P.perfoliatum）和短毛蓼（P.pubescensBlume），研究發(fā)現(xiàn)這些植物對錳表現(xiàn)出極強(qiáng)的耐受性，屬于錳超富集植物［7－8］。

近年來，利用園林植物進(jìn)行錳尾礦山的植物景觀化修復(fù)是一個(gè)新的發(fā)展趨勢，這些植物既有較高錳富集能力又具有較高的觀賞價(jià)值，且富集的重金屬不會(huì)進(jìn)入食物鏈。當(dāng)前的研究主要對象是花卉植物和觀賞喬木［9］。藤本植物是園林植物中的一類具有特殊生活型的類群，需匍萄地面或攀緣它物生長，具有較高的觀賞價(jià)值和生態(tài)價(jià)值［10］。它們大多數(shù)適應(yīng)能力強(qiáng)，耐瘠薄、耐干旱，是生態(tài)恢復(fù)的優(yōu)良植物材料［11］。目前，藤本植物的研究與應(yīng)用主要在新品種繁育、邊坡綠化、防沙治沙、水土保持等方面［12］，而利用其進(jìn)行錳尾礦重金屬修復(fù)的研究鮮見報(bào)道。本研究是在廣泛調(diào)查湖南省湘潭市錳尾礦區(qū)植物生長情況以及大量前期抗錳植物篩選的基礎(chǔ)上，以4種湖南本地生態(tài)建設(shè)中多見的藤本植物薜荔、金銀花、五葉地錦、絡(luò)石為研究材料，采用錳污染土壤培養(yǎng)法對扦插苗進(jìn)行錳脅迫耐受性對比實(shí)驗(yàn)。分析不同錳濃度處理下，4種植物的生物量，耐性系數(shù)、Mn轉(zhuǎn)移系數(shù)、Mn生物富集系數(shù)以及相關(guān)生理指標(biāo)的變化，為重金屬尾礦區(qū)污染土壤的園林綠化植物選擇及其耐性生理機(jī)理的深入研究提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

供試材料為4 個(gè)藤本植物薜荔（Ficuspumila）、忍冬（LonicerajaponicaThunb）、五葉地錦（Parthenocissusquinquefolia）和 絡(luò) 石（Trachelospermumjasminoides）同期的扦插苗，均取自湖南湘潭仁芳園藝場。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

實(shí)驗(yàn)于2014年3月中旬開始至2014年8月底結(jié)束。盆土取自湖南科技大學(xué)生命學(xué)院生物園植物繁育基地園土。土壤為紅壤，pH 值為5.59，錳含量為380.16 mg／kg，全N 1.72g／kg、速效N 97.30 mg／kg、速 效P 20.50 mg／kg，速 效 K 81.30 mg／kg。采用模擬Mn污染土壤培養(yǎng)法，將土壤粉碎風(fēng)干過5mm 篩，以溶液態(tài)加入分析純MnCl2·4H2O，以不加Mn作為空白對照，在對照基礎(chǔ)上配成Mn增加含量為3 000mg／kg（T1）、6 000mg／kg（T2）、9 000mg／kg（T3）、12 000mg／kg（T4）的Mn污染土壤。均勻攪拌并將這些土壤裝至直徑38 cm、高26cm 塑料花盆中。在湖南湘潭仁芳園藝場選擇同期扦插的生長健壯的上述4個(gè)藤本植物扦插苗，扦插苗高約在25cm 左右，同種植物間大小長勢基本一致，分別移栽至以上的塑料圓盆中，每種植物5個(gè)處理，每個(gè)處理5盆，每盆扦插2株，重復(fù)3次。每天觀察植株生長情況，適時(shí)用不含重金屬的去離子水噴灑植株，噴灑時(shí)水不能從盆底流出，以減少實(shí)驗(yàn)誤差。

1.3 樣品測定

處理150d后取4種藤本植物各處理新鮮葉片進(jìn)行葉綠素含量、丙二醛（MDA）含量以及超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化氫酶（CAT）、過氧化物酶（POD）抗活性測定。葉綠素測定時(shí)采集植物的新鮮成熟葉片，利用分光光度法進(jìn)行測定［13］。SOD、CAT、POD 的活性測定均參照李合生等［14］的方法。MDA 含量測定參照中國科學(xué)院上海植物生理研究所介紹的方法［15］，將處理后的植株分為地上和根系兩部分，分別測其部分長度。用超純水進(jìn)行沖洗去除粘附于待測植物樣品上的污物，再用去離子水沖洗，在105℃下殺青10min，在70℃下烘48h至恒重。稱重后植物粉碎機(jī)粉碎，過60目篩，儲(chǔ)存于聚乙烯瓶中備用［16］。取植物各部分樣品干粉各0.200 0g用混酸（HNO3∶HClO4＝2∶1）消化，采用等離子體原子發(fā)射光譜儀（ICP－7510，島津公司）測定植物體內(nèi)的Mn含量［17］。

1.4 數(shù)據(jù)處理

耐性指數(shù)（Tolerance index，Ti）用植株的生長參數(shù)，如地上部分生物量、地下部生物量、地下部分長度、地上部分長度與對照的比值表示，即Ti＝處理后的生長參數(shù)／CK 的生長參數(shù)，平均耐性參數(shù)為各參數(shù)的Ti均值［18］。轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF，Translocation factors）＝地上部分錳濃度／根系錳濃度［19］。生物富集系數(shù)（BCF，Bio－concentration factors）＝地上部分或根系錳濃度／土壤錳濃度［20］。實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用Excel和SAS軟件。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同錳濃度處理對4種藤本植物地上部分、根的生物量、生長量的影響

由表1可知，隨著Mn處理濃度的增加，絡(luò)石、忍冬地上部分和根的生物量、生長量及耐性系數(shù)均出現(xiàn)先略有上升后大幅下降的趨勢，其中忍冬在T1處理時(shí)達(dá)到峰值，絡(luò)石在T2處理時(shí)達(dá)到峰值，之后各相應(yīng)指標(biāo)開始下降。薜荔、五葉地錦地上部分和根的生物量、生長量及耐性系數(shù)隨著Mn處理濃度的增加持續(xù)下降。4種植物在T4處理時(shí)各指標(biāo)均降到最低，其中地上部分和根的生物量與對照的比值按從大到小的順序依次是絡(luò)石（68.2%、71.9%）、忍冬（66.3%，57.8%）、五葉地錦（60.0%、54.7%）、薜荔（58.8%、44.7%），而生長量與對照的比值按從大到小的順序依次是絡(luò)石（88.0%、76.7%）、忍冬（82.5%、72.0%）、五葉地錦（78.3%、67.4%）、薜荔（73.0%、66.1%）。薜荔、五葉地錦、忍冬、絡(luò)石的平均耐性指數(shù)分別為82.48%、84.86%、89.21%和95.41%。以上結(jié)果表明低濃度的Mn處理能小幅度促進(jìn)絡(luò)石、忍冬的生長，而高濃度Mn處理則會(huì)顯著抑制4種藤本植物的生長，對Mn污染的耐受能力大小依次為絡(luò)石、忍冬、五葉地錦和薜荔。

表1 不同錳處理濃度下4種藤本植物的生長指標(biāo)Table1 The growth indexes of four lianas under different Mn concentration

2.2 Mn脅迫對4 個(gè)藤本植物Mn含量、轉(zhuǎn)移系數(shù)和生物富集系數(shù)的影響

隨土壤中Mn濃度增加，4 種藤本植物地上部分和根系Mn含量均呈現(xiàn)先持續(xù)上升后基本不變的趨勢，在T3處理時(shí)地上部分和根系Mn含量均達(dá)到最大值（圖1）。表明4種植物的錳富集量隨著錳處理濃度的升高而增加，但有一定的閾值，當(dāng)超過閾值時(shí)Mn含量變化不明顯。分別對比4種植物地上部分以及根系的Mn含量發(fā)現(xiàn)，植物間有較大差異，其中絡(luò)石在各處理下Mn含量均大于其他3種植物，之后依次是忍冬、五葉地錦，薜荔。將各處理下地上部分Mn含量與根系Mn含量進(jìn)行比較，發(fā)現(xiàn)根系Mn含量均高于地上部分，這表明根系對Mn的富集能力比地上部分強(qiáng)。

從圖2中可以看出，4種藤本植物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1，說明他們對Mn的轉(zhuǎn)運(yùn)能力不高，但植物間仍存在差異，變化幅度為0.42～0.61，其中絡(luò)石在各處理下的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)最高，均顯著高于其他3種植物，忍冬次之，而五葉地錦、薜荔較小且兩者差異不顯著。表明絡(luò)石、忍冬的根部對Mn的轉(zhuǎn)移能力比五葉地錦、薜荔強(qiáng)，它們能將較多的Mn運(yùn)送到植株地上部分，從而提高M(jìn)n的耐受能力。

圖3顯示，隨著Mn濃度的增加4種藤本植物地上部分和根對Mn富集能力均呈現(xiàn)先升后降的趨勢，并在T1處理就達(dá)到峰值。表明低濃度Mn處理能提升Mn的富集能力，當(dāng)繼續(xù)增加Mn含量富集能力變化不明顯甚至出現(xiàn)下降，說明4 種植物Mn富集能力有一定的閾值。通過比較地上部分、根系以及植物間富集系數(shù)發(fā)現(xiàn)，地下部分的富集系數(shù)高于地上部分，這表明根系的富集能力高于地上部分。絡(luò)石地上部分和根的Mn富集系數(shù)在各處理下均顯著高于其他3種植物，其他由強(qiáng)到弱依次為忍冬、五葉地錦、薜荔。

圖1 不同處理地上部分和根系錳含量的變化Fig.1 Change of Mn content in aboveground and root with different treatment

圖2 不同處理轉(zhuǎn)移系數(shù)的變化Fig.2 Changes of TF factor with different treatment

圖3 不同處理地上部分和根系Mn富集系數(shù)的變化Fig.3 Changes of BCF in aboveground and roots with different treatments

2.3 Mn對4種藤本植物葉片葉綠素總量和MDA含量的影響

由表2可以看出，隨著Mn處理濃度的不斷增加，薜荔葉綠素總含量持續(xù)降低，而忍冬、五葉地錦、絡(luò)石均呈現(xiàn)先上升后持續(xù)下降的趨勢。其中，五葉地錦在T1處理到達(dá)峰值，忍冬、絡(luò)石在T2處理時(shí)達(dá)到峰值，這表明低濃度的Mn處理能小幅度地促進(jìn)絡(luò)石、忍冬、五葉地錦葉綠素的合成。絡(luò)石、忍冬、五葉地錦、薜荔的葉綠素含量均在T4處理時(shí)降到最低，分別為對照的67.19%、62.61%、56.51%、49.46%。由此可見，絡(luò)石葉綠素含量下降幅度最小，而薜荔下降幅度最大。

同時(shí)，隨著Mn處理量的增加，薜荔葉片MDA含量持續(xù)升高，而絡(luò)石、忍冬、五葉地錦均表現(xiàn)為開始無明顯差異后持續(xù)顯著上升的趨勢（表2）。在T4處理下絡(luò)石、忍冬、五葉地錦、薜荔MDA 含量均升到峰值，分別為對照的1.83倍、1.91倍、1.94倍、2.11倍。由此可以看出，絡(luò)石MDA 含量增幅最低，表明其抗Mn脅迫的能力最強(qiáng)，其他3種植物按強(qiáng)到弱依次為忍冬、五葉地錦和薜荔。

表2 不同錳處理濃度下4種藤本植物的葉綠素含量、MDA含量、SOD、POD、CAT活性Table2 Concentration of different physiology index in four lianas under different concentrations of Mn

2.4 Mn對4 種藤本植物葉片的SOD、POD、CAT活性的影響

如表2所示，4 種藤本植物的SOD、POD 和CAT 活性隨Mn處理濃度的升高呈先升后降的趨勢，并均在T3處理時(shí)達(dá)最大值。此時(shí)絡(luò)石、忍冬、五葉地錦、薜荔SOD 活性分別為對照的3.18 倍、2.89倍、2.82倍、2.72倍，POD 活性分別為對照的1.94倍、1.91倍、1.75倍、1.88倍，而CAT 活性分別為對照的2.21 倍、2.18倍、1.94倍、1.88倍，且均與對照間差異顯著（P＜0.05）。T4處理絡(luò)石、忍冬、五葉地錦、薜荔的SOD、POD 和CAT 活性均下降，SOD 活性分別為最高值的93.35%、75.3%、42.21%、40.5%，POD 活 性 分 別 為 最 高 值 的93.3%、75.3%、64.5%、55.6%，CAT 活性分別最高值的87.6%、84.8%、72.1%、55.9%。由此可見，T3處理時(shí)絡(luò)石的3種抗氧化酶活性上升幅度均最大，而T4處理時(shí)下降幅度均最少，表明其受到Mn脅迫程度最低，其他3種植物按受脅迫程度的高低依次為：薜荔、五葉地錦和忍冬。

3 討 論

生長量和生物量的變化是植物受到脅迫后最先表現(xiàn)出的可見響應(yīng)，尤其是當(dāng)植物根部直接接觸到污染的土壤時(shí)，其生長特性會(huì)表現(xiàn)出快速敏感的變化［21］。Mora等 報(bào) 道 了4 種 智 利 黑 麥 草（Lolium perenne）幼苗地上部與地下部干重在錳脅迫下出現(xiàn)不同程度的下降［22］。本研究發(fā)現(xiàn)隨著Mn處理濃度的增加，絡(luò)石、忍冬的生長量和生物量均出現(xiàn)先升后降的趨勢，而薜荔、五葉地錦則呈現(xiàn)持續(xù)下降的趨勢。在低濃度的Mn處理時(shí)，絡(luò)石、忍冬的生長量和生物量出現(xiàn)小幅度的升高，這可能是由于Mn是植物正常生命活動(dòng)所必需的微量礦質(zhì)元素，廣泛參與各種生命活動(dòng)，低濃度的Mn處理能刺激某些酶的活性，促進(jìn)植物生長［23－24］。也有可能是植物對最初傷害的一種保護(hù)反應(yīng)，生長越快，重金屬在植物體內(nèi)的相對濃度就越低［25］。在T4處理時(shí)，4 種植物的生長量和生物量均不同程度的降到最低，達(dá)到顯著水平。表明4種藤本植物均不同程度地受到Mn的脅迫，抑制了植物的生長，其中絡(luò)石的降幅度最小、忍冬次之，這表明這兩者對土壤錳污染有較強(qiáng)的生長適應(yīng)性。之后的耐性指數(shù)分析也印證了該結(jié)果，絡(luò)石、忍冬的平均耐性指數(shù)分別達(dá)到95.41%，89.21%，明顯高于其他2種植物。

4種藤本植物的錳含量在4個(gè)處理濃度下均表現(xiàn)為根系＞地上部分，表明Mn從根部轉(zhuǎn)移到地上部分的較少，更多的富集在根部。由此推測限制重金屬從根部轉(zhuǎn)移動(dòng)到地上部分可能是4種藤本植物耐受重金屬污染的重要途徑，這與孫玉珍等［9］的研究一致。轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）和生物富集系數(shù)（BCF）可以用來評價(jià)植物修復(fù)土壤重金屬污染的能力［21］。本研究發(fā)現(xiàn)4 種藤本植物Mn 的TF 存在較大差異。絡(luò)石在各處理下的TF 均高于其他3種植物，忍冬次之，而五葉地錦、薜荔較小。表明絡(luò)石、忍冬與五葉地錦、薜荔相比其轉(zhuǎn)運(yùn)能力更強(qiáng)，能將根部積累較多的Mn運(yùn)輸?shù)降厣喜糠?，利用植物自身的解毒機(jī)制來減少M(fèi)n所帶來的危害。由于4種植物的TF最大值僅為0.61，說明4種植物的Mn轉(zhuǎn)運(yùn)能力總體水平均不高，根系仍然是富集Mn的主要部位。此外，通過比較地上部分和根系的BCF也發(fā)現(xiàn)根系的高于地上部分，這表明根系的富集能力高于地上部分。因此，可以推測4種藤本植物對Mn的耐受力是通過根系自身排斥為主，轉(zhuǎn)運(yùn)為輔的方式來實(shí)現(xiàn)的。

有研究表明在Mn脅迫下龍葵和小飛蓬的光合作用電子傳遞過程和傳遞速率都受到抑制，葉綠素含量明顯下降［26］。本研究中隨著Mn處理濃度的增加，絡(luò)石、五葉地錦、忍冬葉綠素的含量呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，說明低濃度Mn處理可以使葉綠素含量增加，以增強(qiáng)光合作用，分析其主要原因可能是由于Mn不但是葉綠體結(jié)構(gòu)的必要組成成分，而且還直接參與光合作用中的光合放氧過程［27］。當(dāng)Mn處理濃度超過植物的耐受限度時(shí)4種藤本植物葉綠素含量顯著降低，按降幅從大小排序依次為薜荔、五葉地錦、忍冬、絡(luò)石。葉綠素含量下降的主要原因可能是因?yàn)楦邼舛鹊腗n抑制了葉綠體片層中捕光復(fù)合體的合成，同時(shí)相關(guān)酶活性也受到了抑制，阻礙了葉綠素合成［28］。

當(dāng)植物遭受重金屬脅迫時(shí)，生理代謝受阻并產(chǎn)生大量活性氧如O·－2、H2O2等，由此引起細(xì)胞膜脂過氧化作用的加強(qiáng)，導(dǎo)致膜系統(tǒng)受損、植株傷害。MDA 的含量能反映植物細(xì)胞受傷害的程度［29］。本研究中4種藤本植物MDA 含量隨Mn處理濃度的增加而增加，這與王海華等［17］的研究結(jié)果一致。原因可能是隨著Mn處理濃度的增加，植物體內(nèi)產(chǎn)生了大量的活性氧，其細(xì)胞膜系統(tǒng)結(jié)構(gòu)受到嚴(yán)重的損害，MDA 含量也相應(yīng)升高。4種植物MDA 的上升幅度依次為薜荔＞五葉地錦＞忍冬＞絡(luò)石，這表明絡(luò)石抗逆性最強(qiáng)，而薜荔最低。SOD、CAT、POD 等保護(hù)酶系統(tǒng)具有清除活性氧自由基的功能。SOD能將O·－2氧化成H2O2，由CAT、POD 將H2O2分解成H2O［30］。因此，這些保護(hù)酶的活性若能提高，其清除活性氧自由基的能力會(huì)相應(yīng)增強(qiáng)，從而減輕傷害。本研究結(jié)果表明，隨著Mn處理濃度的增加，4種藤本植物的SOD、POD 和CAT 活性隨錳處理濃度的升高呈先升后降的趨勢，這3種酶活性升高是因?yàn)镸n脅迫下植物體內(nèi)過氧化物的增加而誘導(dǎo)的，這也說明3種酶在緩解錳引起的氧化脅迫中起著重要作用［31］。在T4處理時(shí)SOD、POD、CAT 活性均呈現(xiàn)均下降的趨勢，這是因?yàn)镸n脅迫超過了一定限度、其生理代謝受到了嚴(yán)重影響，難以繼續(xù)誘導(dǎo)酶活性升高。

綜上所述，4 種藤本植物對Mn污染土壤的耐受能力有較大差異，其中絡(luò)石的耐受性最強(qiáng)，受Mn脅迫最小，Mn轉(zhuǎn)移能力和富集能力也最高，忍冬次之，而薜荔最低；相應(yīng)生理指標(biāo)檢測發(fā)現(xiàn)，相比其他3種植物，T4處理時(shí)絡(luò)石的抗氧化酶活性提高幅度最大，氧化損傷最低，葉綠素含量降低幅度、MDA含量上升幅度均最低，這從側(cè)面揭示了其耐錳的生理原因。以上結(jié)果表明絡(luò)石是一種具有較高耐錳能力的潛力植物，可以利用它對Mn尾礦污染土壤進(jìn)行植物修復(fù)。

［1］ ZHANG Y X（張玉秀），LI L F（李林峰），CHAI T Y（柴團(tuán)耀），etal.Mechanisms of manganese toxicity and manganese tolerance in plants［J］.ChineseBulletinofBotany（植物學(xué)報(bào)），2010，45（4）：506－520（in Chinese）.

［2］ LI Y ZH（李有志），LUO J（羅 佳），etal.Plant resources investigation and hyper accumulator screening in Xiangtan manganese mine area of Hunan Province，Central－South China［J］.ChineseJournalofEcology（生態(tài)學(xué)雜志），2012，31（1）：16－22（in Chinese）.

［3］ GONG J F（宮杰芳），ZHOU Y CH（周運(yùn)超），LI X Y（李小永），etal.Responses of physiological indices ofPinusmassonianaseedlings to high manganese stress［J］.ChineseJournalofEcology（生態(tài)學(xué)雜志），2012，31（3）：520－525（in Chinese）.

［4］ HAO Y B（郝雅賓），LI F Y（李鳳玉），LIU H SH（劉海山），etal.Effect of soluble protein inPhytolaccaacinosaRoxb andFestucaarundinaceaSchreb under Fe2＋，Mn2＋stress［J］.JournalofFujianNormalUniversity（福建師范大學(xué)學(xué)報(bào)），2013，29（3）：28－35（in Chinese）.

［5］ JIN X J（金喜軍），QU CH Y（屈春媛），ZHAO Y N（趙云娜），etal.Effect of manganese stress on nitrogen accumulation of soybean［J］.JournalofNuclearAgriculturalSciences（核農(nóng)學(xué)報(bào)），2015，29（1）：146－152（in Chinese）.

［6］ MILLALEO R，REYES－DIAZ M，IVANOV A G.Manganese as essential and toxic element for plants：transport，accumulation and resistance mechanisms［J］.JournalofSoilScienceandPlantNutrition，2010，10（4）：476－494.

［7］ LIANG W B（梁文斌），XUE S G（薛生國），SHEN J H（沈吉紅），etal.Effect of manganese stress on photosynthesis and chlorophyll fluorescence parameters ofPhytolaccaamericana［J］.ActaEcologicaSinica（生態(tài)學(xué)報(bào)），2010，30（3）：619－625（in Chinese）.

［8］ 梁 希.錳礦尾礦庫耐性植物的篩選及其耐性機(jī)理初步研究［D］.長沙：中南林業(yè)科技大學(xué)，2014.

［9］ 孫玉診.花卉植物對錳污染的耐性及其影響因子研究［D］.長沙：湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)，2014.

［10］ WANG Y SH（王業(yè)社），YANG X J（楊賢均），CHEN L J（陳立軍），etal.Diversity and ecological characteristics of wild liana in Hunan Huangsang National Nature Reserve［J］.ActaBot.Boreal.－Occident.Sin.（西北植物學(xué)報(bào)），2013，33（10）：2 095－2 103（in Chinese）.

［11］ YUAN ZH（袁 喆），HANG X Z（杭夏子），WENG SH F（翁殊斐）.Geographical element of liana in Guangdong and their potential for application in landscape architecture［J］.SubtropicalPlantScience（亞熱帶植物科學(xué)），2014，43（1）：79－83（in Chinese）.

［12］ YAN L H（顏立紅），QI CH J（祁承經(jīng)），LIU X X（劉小雄），etal.The relationship between vine diameter at breast height and its host tree diameter at breast height in Hunan Province，China［J］.ActaEcologicaSinica（生態(tài)學(xué)報(bào)），2007，27（10）：4 317－4 324（in Chinese）.

［13］ GUO ZH（郭 智），YUAN H Y（原海燕），AO Y S（奧巖松）.Effect of cadmium on photosynthesis and nutrient elements uptake ofSolanumnigrumseedlings［J］.EcologyandEnvironmentalSciences（生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)），2009，18（3）：824－829（in Chinese）.

［14］ 李合生，孫 群，趙世杰.植物生理生化實(shí)驗(yàn)原理和技術(shù)［M］.北京：高等教育出版社，2000：42－45.

［15］ 中國科學(xué)院上海植物生理研究所.現(xiàn)代植物生理學(xué)實(shí)驗(yàn)指南［M］.北京：科學(xué)出版社，1999：35－37.

［16］ JIA ZH M（賈中民），WEI H（魏 虹），SUN X C（孫曉燦），etal.Accumulation and tolerance ofSalixvariegateandPterocarya stenopteraseedlings to cadmium［J］.ActaEcologicaSinica（生態(tài)學(xué)報(bào)），2011，31（1）：107－114（in Chinese）.

［17］ WHAG H H（王海華），F(xiàn)ENG T（馮 濤），PENG X X（彭喜旭），etal.Effects of manganese on antioxidant system of manganese－h(huán)yperaccumulatorPhytolaccaamericanaL.［J］.ChineseJournalofAppliedEcology（應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)），2009，20（10）：2 481－2 486（in Chinese）.

［18］ WILKINS D A.The measurement of tolerance to edaphic factors by means of root growth［J］.NewPhytol.，1978，80（3）：623－633.

［19］ MACFARLANE G R，KOLLER C E，BLOMBERG S P，etal.Accumulation and partitioning of heavy metals in mangroves：a synthesis of field－based studies［J］.Chemosphere，2007，69（9）：1 454－1 464.

［20］ ALIAKSANDR K，LILIAN M，ROLF H.Phenotypic seedling responses of a metal－tolerant mutant line of sunflower growing on a Cu－contaminated soil series：potential uses for biomonitoring of Cu exposure and phytoremediation［J］.PlantandSoil，2014，376（2）：377－397.

［21］ ASSUNCAO A，BOOKUM W，NELISSEN H，etal.Who differential metal－specific tolerance and accumulation patterns amongThlaspi caerulescenspopulations originating from different soil types［J］.NewPhytol.，2003，159：411－419.

［22］ MORA M，ROSAS，RIBERA A，RENGEL Z.Differential tolerance to Mn toxicity in perennial ryegrass genotypes：involvement of antioxidative enzymes and root exudation of carboxylates［J］.PlantSoil，2009，320：79－89.

［23］ ZHANG X，ZHANG S，XU X，etal.Tolerance and accumulation characteristics of cadmium inAmaranthushybridusL.［J］.J.Haz.Mat.，2010，180：303－308.

［24］ GIRISH C，SAIFULLAH，NANTHI B，etal.Influence of soil chemistry and plant physiology in the phytoremediation of Cu，Mn，and Zn critical reviews in plant sciences Journal［J］.CriticalReviewsinPlantSciences，2014，33（5），374－382.

［25］ ZACCHINI M，AGAZIO M.Spread of oxidative damage and antioxidative response through tobacco callus cell layers after UV－C pulse treatment［J］.PlantPhysiol.Biochem.，2004，42：445－450.

［26］ WU H F（吳惠芳），LIU P（劉 鵬），etal.Effects of manganese stress on growth，chlorophyll fluorescence parameters ofSolanumnigrumL.andConyzacanadensisL.［J］.JournalofAgro－EnvironmentScience（農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)），2010，29（4）：653－658（in Chinese）.

［27］ XU W B（許文博），SHAO X Q（邵新慶），WANG Y T（王宇通），etal.Research progress in physiological function of manganese and manganese poisoning in plants［J］.GrasslandandTurf（草原與草坪），2011，31（3）：5－14（in Chinese）.

［28］ WANG H（王 華），TANG SH M（唐樹梅），LIAO X J（廖香俊），etal.Physiological and molecular mechanisms of Mn uptake by hyperaccumulting plantPolygonumhydropiper（Polygonaceae）［J］.ActaBotanicaYunnanica（云南植物研究），2008，30（4）：489－495（in Chinese）.

［29］ IORI V，PIETRINI F，CHEREMISINA A，etal.Growth responses，metal accumulation and phytoremoval capability inAmaranthusplants exposed to nickel under hydroponics［J］.WaterAirSoilPoll.，2013，224：1 450－1 459.

［30］ AHMAD P，JALEEL C，SALEM M，etal.Roles of enzymatic and nonenzymatic antioxidants in plants during abiotic stress［J］.Crit.Rev.Biotechnol.，2010，30（3）：161－175.

［31］ YAN A L（燕傲蕾），WU T T（吳亭亭），WANG Y B（王友保），etal.The characteristics of cadmium tolerance and accumulation in three kinds of ornamental plants［J］.ActaEcologicaSinica（生態(tài)學(xué)報(bào)），2010，30（9）：2 491－2 498（in Chinese）.