全 文 ：书第 42卷 第 9期 东 北 林 业 大 学 学 报 Vol．42 No．9
2014年 9月 JOUＲNAL OF NOＲTHEAST FOＲESTＲY UNIVEＲSITY Sep． 2014
1)吉林省科技支撑项目(20100259)。
第一作者简介:关梦茜，女，1990 年 6 月生，吉林农业大学园艺
学院，硕士研究生。
通信作者:董然，吉林农业大学园艺学院，教授。E － mail:
Dongr999@ 163．com。
收稿日期:2014年 1月 13日。
责任编辑:任 俐。
铜镉单一及复合胁迫下大花萱草对铜镉的富集特征1)
关梦茜 董 然
(吉林农业大学，长春，130118)
摘 要 通过盆栽试验研究了大花萱草(Hemerocallis middendorffii)在 Cu、Cd单一及 Cu－Cd 复合胁迫下其生
长反应和富集特征。结果表明:Cu、Cd单一及 Cu－Cd复合胁迫下大花萱草体内 Cu、Cd 的积累量均随胁迫积累量
的升高而增加;同一部位的 Cu积累量变化表现为 Cu－Cd复合胁迫高于 Cu单一胁迫，Cd对 Cu的吸收产生协同作
用;同一部位的 Cd积累量变化表现为 Cu－Cd 复合胁迫低于 Cd 单一胁迫，Cu 对 Cd 的吸收产生拮抗作用;Cu、Cd
单一及 Cu－Cd复合胁迫下大花萱草的富集系数与对照相比，均随其胁迫质量分数的升高呈现先增加后减小的趋
势，且在 Cu 100 mg·kg－1、Cd 0．3 mg·kg－1、Cd 1 mg·kg－1和 Cu 100 mg·kg－1 +Cd 0．3 mg·kg－1质量分数胁迫下地
上和根部的富集系数大于 1;Cu、Cd单一及 Cu－Cd复合胁迫下大花萱草的转移系数则均随其胁迫质量分数的升高
而持续减小;大花萱草对 Cd的吸收积累能力和其在体内的迁移能力均大于 Cu。
关键词 大花萱草;铜;镉;富集特征
分类号 Q945．78;Q949．71+8．23
Accumulation Characteristics for Single Cu，Cd and Cu-Cd Combined Stress by Hemerocallis middendorffii /Guan
Mengxi，Dong Ｒan(Jilin Agricultural University，Changchun 130118，P． Ｒ． China)/ / Journal of Northeast Forestry Uni-
versity．－2014，42(9)．－138～142
We investigated the effects of Cu，Cd and Cu-Cd combined pollution on Hemerocallis middendorffii by growth response
and enrichment characteristic． single Cu，Cd and Cu-Cd combined stress of Cu，Cd contents increased with the increase of
stress concentration． The Cu content of the same parts of the Cu-Cd composite stress was higher than that of Cu single
stress，and synergistic effect of Cd on Cu absorption． The Cd content of the same parts of the Cu-Cd composite stress was
lower than single Cd stress on absorption，Cu antagonism of Cd． Single Cu，Cd single and Cu-Cd combined stress enrich-
ment coefficients of H． middendorfii，compared with the CK，increased with the stress concentration increase first，and
then decreased． The enrichment coefficients was more than 1 in the Cu 100 mg·kg－1，Cd 0．3 mg·kg－1，Cd 1 mg·kg－1
and Cu 100 mg·kg－1 +Cd 0．3 mg·kg－1 stress concentration coefficient on the ground and roots． Transfer coefficients of
single Cu，Cd and Cu-Cd under combined stress of H． middendorfii increased with the decreasing of concentration． The up-
take capacity of Hemerocallis middendorffii on Cd and its in vivo migratory capacity are more than those on Cu．
Keywords Hemerocallis middendorffii;Cu;Cd;Enrichment
近年来，由于人类不合理的生产活动，使我国部
分地区土壤出现了一定程度的重金属污染，且往往
是几种重金属的复合作用［1］。铜和镉是我国土壤
中普遍存在并且危害性较强的重金属，土壤中过量
的铜和镉会降低土壤肥力和生物活性，使植物产生
毒害作用，对土壤造成严重污染，并且极大地危害人
体健康［2］。人为生产活动释放到环境里的重金属
铜、镉数量远超出它们的自然输入量，每年人为来源
的铜为 19 860～50 870 t·a－1、镉为 3 100～12 040 t·
a－1［3］。复合作用可改变重金属的生物活性或毒性，
已引起人们的广泛重视［4］。目前，利用超富集植物
积累更多的重金属来修复土壤的研究越来越
多［5］。铜镉污染土壤植物修复中多以非观赏性植
物为研究对象，包括经济作物［6］、粮食作物［7］、蔬
菜作物［8］等。
萱草(Hemerocallis spp．)又称金针、忘忧草，为
百合科(Liliaceae)萱草属(Hemerocallis)的多年生宿
根草本花卉。大花萱草(Hemerocallis middendorffii)
是在萱草的基础上经过人工培育的多倍体矮生品
种［9］。大花萱草为观赏性绿地花卉，生长速度快、
生物量大、适应性强、价格便宜，利用大花萱草进行
铜镉污染环境的修复，不仅能降低土壤环境中铜镉
的质量分数，还能达到美化环境的目的。本试验对
大花萱草进行铜镉胁迫处理，研究其生长变化和对
铜镉的富集特征，探讨其是否具有较高的修复利用
价值，期望为铜镉污染地区的环境修复和生态恢复
提供参考。
1 材料与方法
试验于 2013 年 5—10 月份在吉林农业大学连
栋日光温室内进行。试验材料为大花萱草(Hemero-
callis middendorffii)多年生分株苗。
2013年 5月初起苗分株成单体苗，把长势相对
一致的幼苗栽植于直径 12 cm、高 21 cm的黑色塑料
DOI:10.13759/j.cnki.dlxb.20140721.056
花盆中，株高 6～7 cm，正常管理，促其成活。盆土为
V(园土)∶ V(草炭)∶ V(珍珠岩)= 6 ∶ 3 ∶ 1，每盆 1
株幼苗，装土 2 kg，盆下垫托盘。6 月初对各供试花
卉土壤进行 Cu、Cd 胁迫处理，其中 Cu 以 CuSO4·
5H2O、Cd 以 CdCl2·2．5H2O 形式加入。根据土壤
环境质量标准(GB15618－1995)中的重金属二级标
准进行梯度划分(二级土壤重金属 Cu 的质量分数
标准为≤100 mg·kg－1，三级≤400 mg·kg－1;二级
土壤重金属 Cd的质量分数标准为≤0．3 mg·kg－1，
三级为≤1．0 mg·kg－1) ，考虑到污染还会有继续增
加的可能，试验中对重金属质量分数上限作适当延
伸，试验设置 Cu 单一胁迫(100、400、800、1 200 mg·
kg－1)、Cb单一胁迫(0．3、1、20、100 mg·kg－1)、Cu－
Cb复合胁迫 3 组处理，以不添加重金属为对照 CK
(表 1)。试验时间总计 4个月，自处理后，每隔 3～5
d根据每盆土壤水分状况及时补充土壤水分，使土
壤持水量保持在 80%左右。
表 1 Cu、Cd单一及复合胁迫的试验设计
金属存在形式 胁迫质量分数 /mg·kg－1
CK 0
单一 Cu 100
400
800
1 200
单一 Cd 0．3
1
20
100
复合 Cu－Cd Cu100+Cd0．3
Cu400+Cd1
Cu800+Cd20
Cu1 200+Cd100
10月初收获植株，沿土面剪取地上部植株，将
地上部和根系用去离子水冲洗干净，沥去水分，105
℃下杀青 20 min后于 80 ℃下烘至恒质量。烘干的
植物样品粉碎并充分混匀，精确称取植物样品 1．00
g于消化管中，加 10 mL 混合酸(V(浓 HNO3)∶ V
(HClO4)= 5 ∶ 1) ，过夜后在电炉上高温消解，用原
子吸收分光光度计(AA－6300，日本岛津)测定 Cu、
Cd的质量分数［10－11］。
富集系数(BC)和转移系数(TF)按 Tanhan et
al．［12］的方法计算。
重金属积累量 =植物各部位重金属质量分数×
各部位生物量［12］。
富集系数(BC)= 植物各部位吸收重金属质量
分数 /根系范围内土壤中重金属质量分数，反映大花
萱草对铜、镉 2种元素的吸收富集能力［12］。
转移系数(TF)= 植株地上部重金属质量分数 /
地下部重金属质量分数，反映了大花萱草根部吸收
铜、镉后转运到地上部分的能力［12］。
运用 Excel 和 SPSS 软件对数据进行统计分析
和多重比较，比较各个参数在不同 Cu、Cd 胁迫下的
差异，用字母进行标记。
2 结果与分析
2．1 Cu、Cd胁迫对大花萱草的生长反应
耐性是超富集重金属植物的主要特征之
一［13－14］，在重金属胁迫条件下，植物的生物量可作
为评价植物对重金属耐性的间接指标，同时生物量
也直接影响植物修复重金属污染土壤的效果［15］。
不同 Cu、Cd 胁迫处理下，大花萱草的干质量
(即干生物量)结果见表 2。大花萱草在 Cu、Cd 质
量分数(0～1 200、0～100 mg·kg－1)的试验范围内均
能正常生长，在同一时间单一及复合 Cu－Cd 胁迫过
程中，地上干质量与对照 CK 相比呈现先升高后下
降趋势，转折点分别出现在处理 Cu100、Cd1 mg·
kg－1，Cu100+Cd0．3 mg·kg－1上，说明低质量分数的
Cu、Cd胁迫能促进大花萱草的生长，与其他质量分
数处理达显著差异(P＜0．05)。Begonia et al．［16］也
曾报道低质量分数的某些重金属可以促进植物生
长，可能的原因是，低质量分数胁迫时植物生理生化
机能活跃，产生大量代谢产物与重金属结合来解毒，
是植物的生态适应机制之一。同一时间内根部干质
量随 Cu、Cd质量分数的增加都有所降低，且在质量
分数为 Cu1 200、Cd100 mg·kg－1，Cu1 200+Cd100
mg·kg－1时低于其他处理。由此说明，Cu、Cd 污染
对大花萱草根部的影响远大于对地上部生物量的影
响，但在试验的 Cu、Cd高质量分数胁迫水平下仍具
有较强的耐性，但其生长受到一定程度的抑制作用。
2．2 Cu、Cd胁迫对大花萱草富集特征的影响
2．2．1 大花萱草的 Cu、Cd积累量
Cu单一及 Cu－Cd复合胁迫下大花萱草各部位
对重金属的吸收积累情况见表 3。由表 3 可知，单
一 Cu胁迫下，与对照 CK相比，随处理 Cu质量分数
的升高，大花萱草地上部和根部的 Cu 积累量显著
增加(P＜0．05) ，并且根部的 Cu 积累量均大于地上
部的 Cu积累量。说明大花萱草对重金属 Cu 具有
一定的吸收积累能力，且吸收的 Cu 主要积累在根
部，这也表明根能固化土壤环境中的重金属［17］。Cu－
Cd复合胁迫下，植株地上部和根部的 Cu 积累量随
土壤中 Cd 质量分数的增加而增加，且同一部位的
Cu积累量为 Cu－Cd 复合胁迫高于 Cu 单一胁迫，在
复合处理 Cu /Cd 质量分数为 1 200 /100 mg·kg－1
时，地上和根部 Cu积累量是单一 Cu 胁迫积累量的
931第 9期 关梦茜等:铜镉单一及复合胁迫下大花萱草对铜镉的富集特征
108．65%和 118．30%(P＜0．05)。说明外源 Cd 的介
入促进了大花萱草对 Cu的吸收，Cd对 Cu的吸收产
生了协同作用。
表 2 Cu、Cd胁迫对大花萱草干质量的影响
处理 /
mg·kg－1
7月 1日
地上部分
干质量 / g
根部干
质量 / g
8月 1日
地上部分
干质量 / g
根部干
质量 / g
9月 1日
地上部分
干质量 / g
根部干
质量 / g
10月 1日
地上部分
干质量 / g
根部干
质量 / g
CK 2．44e 2．79a 3．70c 3．30a 3．98c 4．11b 2．90d 4．27a
Cu 100 2．86c 2．66ab 4．53a 2．83d 4．68a 3．92c 4．87a 4．05b
400 2．20f 2．06cd 3．42d 2．32e 3．60d 3．01d 2．53e 3．15c
800 2．00g 1．47e 2．97e 2．00f 3．03e 2．78e 1．73g 2．97de
1 200 1．06ij 1．27f 2．00g 1．82fg 2．36f 2．39f 1．09hi 2．84e
Cd 0．3 3．27b 2．55b 3．92b 3．18ab 4．02c 4．63a 3．19c 5．35a
1 4．29a 2．13c 4．46a 2．91cd 4．72a 3．95bc 4．15b 4．04b
20 2．61d 1．59e 2．98e 1．92fg 3．15e 2．92de 2．00f 3．11cd
100 1．65h 1．12fg 2．17g 1．35h 2．40f 1．84h 1．21h 2．01g
Cu /Cd 100 /0．3 2．82c 2．67ab 4．04b 3．03bc 4．21b 3．89c 3．32c 3．90b
400 /1 1．97g 1．93d 2．52f 1．98f 3．49d 2．13g 2．92d 2．40f
800 /20 1．14i 0．99g 2．39f 1．77g 3．01e 2．06g 1．81g 2．34f
1 200 /100 0．94j 0．68h 1．55i 0．82i 2．46f 1．16i 0．99i 1．48h
注:同列不同小写字母为差异达显著水平(P＜0．05)。
Cd单一及 Cu－Cd复合胁迫下大花萱草对重金
属的吸收积累情况见表 4。由表 4 可知，Cd 单一胁
迫，与 Cu单一胁迫下(表 3)的 Cu 积累量的变化趋
势相似(P＜0．05)。与对照相比，地上部与根部的
Cd积累量随处理 Cd 质量分数的升高而增加，且根
部 Cd积累量大于地上部的。大多数植物吸收的重
金属主要积累在根部而在地上部的积累量较低［18］。
植物对 Cd的积累主要集中在根部，由此可见，根是
植物体中络合重金属的重要部位，也是易受重金属
毒性影响的部位。大花萱草在 Cd 单一胁迫下吸收
的 Cd的质量分数，较 Cu－Cd复合胁迫下高很多，在
复合处理质量分数为 1 200 /100 mg·kg－1时，地上和
根部 Cd积累量是单一 Cd(100 mg·kg－1)积累量的
66．66%和 84．83%(P＜0．05)。即外源 Cu 的介入较
大程度地抑制了大花萱草对 Cd的吸收，即 Cu对 Cd
的吸收产生了拮抗作用。
表 3 Cu单一及 Cu－Cd 复合胁迫下大花萱草对 Cu 的积累
量、富集系数和转移系数
处理 /
mg·kg－1
Cu积累量 /mg·kg－1
地上部 根部
富集系数
地上部 根部
转移系数
CK 28．480i 41．765i 0．858c 1．188e 0．722a
Cu 100 73．662h 120．743h 1．019b 1．657c 0．615b
400 153．626f 319．917f 0．537d 1．269d 0．423d
800 163．123d 456．135e 0．194f 0．675g 0．287f
1 200 171．592c 614．222c 0．138g 0．631h 0．218h
Cu /Cd 100 /0．3 89．504g 188．530g 1．449a 2．336a 0．620b
400 /1 160．001e 480．623d 1．070b 2．086b 0．513c
800 /20 177．837b 645．674b 0．295e 0．861f 0．343e
1 200 /100 186．439a 726．605a 0．222f 0．847f 0．260g
注:同列不同小写字母为差异达显著水平(P＜0．05)。
2．2．2 大花萱草的 Cu、Cd富集系数
富集系数是反映植物对重金属富集特征的物
理量，用来评价植物对重金属吸收积累能力的一
个重要指标。富集系数越大，植物富集能力越
强［19－20］。超富集植物的富集系数与转运系数均要
求大于 1．0［21］，但 0．5＜BC＜1．0、0．5＜TF＜1．0 的可以
作为值得关注的优势植物［22］。
表 4 Cd单一及 Cu－Cd 复合胁迫下大花萱草对 Cd 的积累
量、富集系数和转移系数
处理 /
mg·kg－1
Cd积累量 /mg·kg－1
地上部 根部
富集系数
地上部 根部
转移系数
CK 0．194i 0．329i 1．595b 1．833d 0．870a
Cd 0．3 0．335g 0．557g 1．667a 2．032b 0．820b
1 1．357e 1．778e 1．716c 2．105c 0．743d
20 9．264c 13．540c 0．595d 0．972e 0．612e
100 14．374a 41．538a 0．207g 0．632g 0．388g
Cu /Cd 100 /0．3 0．309h 0．515h 1．672a 2．164a 0．773c
400 /1 0．942f 1．025f 0．465e 0．638f 0．728d
800 /20 5．296d 12．248d 0．247f 0．442h 0．559f
1 200 /100 9．582b 35．236b 0．134h 0．409i 0．327h
注:同列不同小写字母为差异达显著水平(P＜0．05)。
由表 3、表 4可见，大花萱草根部的 Cu、Cd 富集
系数通常高于地上部的富集系数，这与根部的 Cu、
Cd积累量较高一致。由表 3可知，大花萱草在单一
Cu胁迫下，地上部 Cu 的富集系数范围为 0．138 ～
1．019，平均值为 0．580;根部 Cu 的富集系数范围为
0．631～1．657，平均值为 1．140，由此可见，大花萱草
根部 Cu积累量高的，其对 Cu 的富集系数也高。与
对照相比，Cu 单一及 Cu－Cd 复合胁迫下大花萱草
地上和根部的 Cu 富集系数均随胁迫水平的升高呈
先增加后减小的趋势，可见，大花萱草对 Cu 的富集
能力因胁迫质量分数而异，在 Cu100 mg·kg－1水平
最大，且富集系数均大于 1。Cu单一及 Cu－Cd 复合
胁迫下，大花萱草对 Cu、Cd的富集系数表现为复合
胁迫下的富集系数较大，这与 Cd 促进 Cu 的吸收的
041 东 北 林 业 大 学 学 报 第 42卷
结论一致。方差分析结果表明，在单一及复合胁迫
的最高 Cu处理条件(1 200 mg·kg－1)下，大花萱草
地上部和根部的 Cu富集系数差异显著(P＜0．05)。
由表 4 可知，Cd 单一及 Cu－Cd 复合胁迫下大
花萱草对 Cd 的富集系数与 Cu 的富集系数变化规
律不太一致。与对照相比，Cd 单一及 Cu－Cd 复合
胁迫下大花萱草地上和根部的 Cd 富集系数均随胁
迫水平的升高呈先增加后减小的趋势，在 Cd0． 3、
Cd1和 Cu100+Cd0．3 mg·kg－1质量分数胁迫下地上
和根部的富集系数大于 1。在复合(400 /1 ～ 1 200 /
100 mg·kg－1)胁迫下，大花萱草的地上与根部的富
集系数小于单一胁迫下 Cd 的富集系数，这与 Cu 可
以抑止 Cd吸收的结论一致。
2．2．3 大花萱草的 Cu、Cd转移系数
转移系数是用来评价植物从根部向地上部运输
重金属的能力。转移系数越大，植物从地下部向地
上部转运重金属的能力越强［23］。由表 3、表 4可知，
大花萱草对 Cu 的转移系数表现为同一 Cu 质量分
数胁迫水平下，Cu－Cd 复合胁迫的转移系数较 Cu
单一胁迫大;Cd的转移系数则均为同一 Cd 质量分
数时单一 Cd胁迫下的转移系数大;随着 Cu、Cd 质
量分数的升高，大花萱草 Cd 单一及 Cu－Cd 复合胁
迫的转移系数比 Cu 单一及 Cu－Cd 复合胁迫的大，
且根部向地上部转移的比例逐渐减少。这说明，Cd
的生物活性较强，大花萱草对 Cd 的转移能力大于
Cu，Cd更易从根部迁移至茎叶部分;另一方面，随着
处理质量分数的升高，Cu、Cd 胁迫对大花萱草的毒
害作用加重，阻碍了 Cu、Cd 从根系向地上部的转
移。可见，大花萱草对 Cu、Cd 的迁移能力受质量分
数的影响较大。试验中 Cu、Cd 单一及复合胁迫下
转移系数均小于 1。刘秀梅等［24］认为植物的转移
系数大于 0． 5，对该重金属有较好的耐性;Salt et
al．［25］认为，植物的转移系数小于 1，能限制重金属
向地上转移，把重金属固定在根部，减少重金属的毒
害作用。
3 结论与讨论
试验表明，高质量分数重金属 Cu 和 Cd 的胁迫
会抑制大花萱草生长，并降低其生物量，但在 Cu 处
理质量分数为≤100 mg·kg－1和 Cd 处理质量分数
为≤1 mg·kg－1时，大花萱草的干质量与对照相比
增加。低质量分数 Cu 和 Cd 对大花萱草生长具有
较强的刺激作用，促进了植株各器官生长和总生物
量的增加。这可能是由于植株在低质量分数 Cu、Cd
胁迫下产生应激保护作用，自身通过加速生理生化
活动，产生大量代谢产物，同重金属缔合来解毒，从
而导致植株生物量增加［26］。当土壤中重金属质量
分数达到一定值时，就会引起植株体内生理生化过
程紊乱，吸收受到抑制，光合作用降低，造成供给植
株生长的物质与能量减少，导致植株生物量的下
降［27］。于方明等［28］研究锥南芥也发现重金属 Cu
和 Cd 胁迫会抑制大部分植物生长，并降低其生物
量，与本文结论相一致。
与对照相比，地上部与根部的 Cu、Cd 积累量随
处理质量分数的升高而增加，且根部大于地上部。
Jones et al．［29］研究发现，植物根系能分泌特殊有机
物(特别是有机酸) ，进而鳌合重金属或酸化根际，
促进土壤中重金属溶解和根系的吸收。植株在不同
质量分数(Cu0 ～ 1 200、Cd0 ～ 100 mg·kg－1)胁迫范
围内，地上部对单一 Cu、Cd积累量分别占植株总积
累量的 17．95% ～ 38．08%和 28．01% ～ 45．07%，说明
大花萱草对单一 Cd 胁迫表现出较大的积累量，但
对单一 Cu的积累量较小。土壤中 Cu2+、Cd2+质量分
数越高，大花萱草对 Cu、Cd 的吸附量越高，其体内
Cu、Cd的积累量越高。鼠尾藻对 Cd2+、Zn2+的富集
试验表明，其体内积累重金属离子的量与外界环境
中重金属离子质量分数呈正相关［30］，这与本试验结
果一致。
植物对重金属的吸收量不仅与元素自身特性及
质量分数的影响有关，还与共存元素性质与质量分
数比例有关［31－32］。Cu－Cd复合胁迫条件下，由于二
者交互作用，Cu、Cd 在大花萱草体内分布规律与单
一胁迫不同。Cu－Cd复合胁迫时，Cd在低质量分数
时，对低质量分数 Cu 具有拮抗效应，可在一定程度
上减轻和缓和毒害作用，但随 Cu、Cd 质量分数不断
升高，毒性增大，两者起协同作用，同时重金属与大
花萱草作用时，最先接触到根部，根起吸收重金属的
作用，所以复合处理中的 Cu 积累量大于单一 Cu 处
理中的 Cu积累量［33］。Cu－Cd 复合胁迫时，与对照
相比，随着胁迫 Cu 质量分数的升高，大花萱草体内
Cd的积累量比同质量分数单一 Cd胁迫时积累量减
少，说明 Cu抑制了植物体内 Cd 的吸收，两者起拮
抗作用，从而减轻了 Cd 在植物可食部位的积累，减
轻了 Cd 对人体的危害性，可能是与植物体内一些
氧化酶均含有 Cu，它参与植物新陈代谢过程有
关［34］。也可能是 Cu抑制 Cd进入根的皮层细胞后，
从而降低了 Cd 与根内蛋白质、核糖类、核酸、多糖
类等化合成为稳定大分子络合物或是不溶性大分子
而沉积下来的机会［35］。
Cu、Cd单一及 Cu－Cd 复合胁迫下大花萱草地
上和根部的 Cu 富集系数均随胁迫水平的升高呈先
增加后减小的趋势。从植物吸收重金属的总体趋势
141第 9期 关梦茜等:铜镉单一及复合胁迫下大花萱草对铜镉的富集特征
来看，土壤中重金属质量分数越高，植物体内重金属
质量分数越高，但其富集系数有一定的限度［36］。另
外，对富集系数随处理质量分数增大而下降机理的
解释，一些学者认为与植物细胞壁上载体数量限制
有关系，从而使重金属离子对植物细胞膜机能造成
损害，细胞膜通透性发生改变，重金属离子就可自由
通过，成为一种无序状态，浓缩率下降［37］。在单一
胁迫处理质量分数 Cu100、Cd1 mg·kg－1和复合处理
Cu100+Cd0．3 mg·kg－1时，地上部和根部的富集系
数均大于 1，大花萱草高质量分数单一及复合胁迫
时，Cu、Cd 重金属的积累量较高，但富集系数较低。
大花萱草对重金属的富集能力随处理水平的升高与
其体内生理生化性质的改变所导致的对元素吸收途
径和转运蛋白的影响有密切相关，从而使植物在高
质量分数重金属处理中体内重金属质量分数较高，
但其富集系数却不高。Cu、Cd 单一与 Cu－Cd 复合
胁迫下大花萱草的迁移系数均随着胁迫水平的升高
而降低。可见，大花萱草对 Cd 的迁移能力因质量
分数而异。事实上，共存重金属元素是影响植物体
吸收和迁移重金属的重要因素之一。
超富集植物的界定采用较多的是 1983年 Baker
et al．［21］提出的参考值。本次试验研究的大花萱草，
在部分胁迫处理水平上的富集系数和转运系数具备
了超富集植物的特征，但植物体内积累的重金属质
量分数未达到超富集植物的临界标准，所以不能认
定为超富集植物。但大花萱草生长快且易繁殖、适
应性强、生物量大，对重金属 Cu、Cd 有较强的耐性，
具有较高的 Cu、Cd富集能力和转移能力，即使没有
达到超富集植物的标准，也可把其作为土壤修复的
优势植物［22］。研究发现具备以上特征的植物是目
前研究植物修复技术中一个重要的研究方向，在
Cu、Cd污染土壤的修复方面具有较大的应用价值。
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