土壤重金属污染日益严峻并受到人们的广泛关注，而Pb、Cd是土壤中毒性很强的两类重金属污染物，常以复合污染的形式存在于土壤中，其治理难度大。在重金属污染土壤的治理技术中植物修复已被视为治理重金属污染土壤的绿色、经济、生态修复技术之一，而具有潜在重金属富集能力的植物是重金属污染土壤植物修复技术的基础。本研究以Pb的耐性植物鱼腥草（Houttuynia cordata Thunb）为试验材料，采用土培的方法，就Pb、Cd单一及其复合污染对鱼腥草生长发育的影响，鱼腥草对Pb、Cd的吸收累积特性及迁移转运和富集能力；土壤Pb、Cd形态变化与鱼腥草吸收累积Pb、Cd的关系；鱼腥草修复土壤重金属污染的潜力及Pb、Cd对鱼腥草生理生化特性的影响等进行了研究。主要研究结果如下：　　 1.单一Pb胁迫下，当处理浓度Pb=1000mg/kg时，对鱼腥草外观长势、株高、根长和生物量无明显影响，鱼腥草株高和根长在Pb处理浓度为500mg/kg时达到最大值，分别为41.7cm和55.9cm，随着处理浓度的升高，Pb对鱼腥草生长发育影响逐渐加剧。当Pb处理浓度达到2000mg/kg时，鱼腥草受到明显的毒害作用。　　 单一Cd胁迫下，随着Cd处理浓度的升高鱼腥草外观毒害症状加剧，生物量显著降低；在本研究Cd浓度范围内(0～50mg/kg)，Cd对鱼腥草根长和株高影响不显著，Cd处理浓度达50mg/kg时，鱼腥草根长达最大值35.7cm。　　 Pb、Cd复合污染时，两种重金属之间因浓度组合不同，表现出对鱼腥草生长发育促进或抑制。当Pb处理浓度为500mg/kg，Cd处理浓度为10mg/kg时，两者交互对鱼腥草生长发育表现为促进作用，其株高、根长、生物量均大于对照。当Cd处理浓度为50mg/kg，Pb=500mg/kg时，两者交互加剧了对鱼腥草生长发育的毒害。在不同浓度Pb处理中加入50mg/kg的Cd，以及在不同浓度Cd处理中加入2000mg/kg的Pb，两者交互均表现出对鱼腥草明显的毒害作用。　　 2.单一Pb、Cd胁迫下，鱼腥草Pb、Cd含量随处理浓度的升高而增加，鱼腥草Pb含量在Pb处理浓度2000mg/kg时达到最大值。鱼腥草Cd含量在Cd处理浓度为50mg/kg达到最大值。当Pb处理浓度为1000mg/kg时，鱼腥草对Pb的累积量达到最大值1.34g/盆，在Cd处理浓度为10mg/kg时，鱼腥草对Cd的累积量达到最大值1.270mg/盆。　　 在Pb、Cd复合污染时，同一Pb处理浓度下，当Pb处理浓度=250mg/kg时，加入Cd抑制鱼腥草对Pb的吸收，两者之间表现出拮抗作用；当Pb处理浓度=1000mg/kg时，随着加入Cd浓度的升高，鱼腥草Pb含量先升高再降低。当高浓度Pb处理时，加入Cd会抑制鱼腥草对Pb的累积；当500mg/kg=Pb=1000mg/kg时，随Cd处理浓度升高，鱼腥草对Pb累积量先升高再降低。在Cd的处理中加入Pb，在Cd处理浓度为0mg/kg、10mg/kg时加入Pb处理，鱼腥草Cd含量随着Pb浓度的升高而降低；Cd处理浓度升高至50mg/kg时加入Pb处理，加入的Pb促进鱼腥草对Cd的吸收。在Cd的处理中加入Pb，鱼腥草对Cd累积量出现波动下降的趋势，加入Pb对鱼腥草累积Cd产生了抑制作用。　　 3.在对照土样中残渣态Pb、Cd为主要成分，外加Pb、Cd处理后，土壤Pb、Cd的形态均以交换态为主。随着Cd处理浓度的增加，交换态Cd所占比例不断升高，残渣态比例不断下降；土壤中碳酸盐结合态Pb对鱼腥草地下部吸收Pb的贡献最大，有机结合态Cd对鱼腥草地下部吸收Cd的贡献最大。　　 4.鱼腥草叶绿素含量与Pb、Cd及Pb-Cd交互作用呈显著负相关，Pb、Cd及Pb-Cd交互处理对鱼腥草叶绿素含量的影响顺序为Cd＞Pb＞Pb-Cd。　　 在不同浓度的Pb、Cd及Pb-Cd交互处理中，鱼腥草叶片抗氧化酶系统表现出不同的活性。Cd处理浓度=10mg/kg时，鱼腥草叶片SOD、CAT活性增强，而在高浓度Cd、Pb胁迫下，鱼腥草叶片POD活性增强。Pb、Cd单一及复合胁迫对鱼腥草叶片MDA含量影响不显著。　　 5.鱼腥草吸收的Pb、Cd大部分累积在根、茎、叶细胞壁中，鱼腥草根、茎、叶细胞壁累积Cd的比分别为78.2％、85.2％和88.3％，对Pb的累积量分别为78.1％、72.7％和71.3％。Pb、Cd复合污染时，鱼腥草根、茎、叶细胞组分含Pb量与土壤Pb添加量呈正相关，与Cd的添加量相关性不显著；根、茎、叶细胞组分含Cd量与土壤Cd添加量和Pb添加量相关性均不显著。土壤Pb、Cd处理浓度对鱼腥草根、茎、叶细胞组分Pb、Cd含量的影响是茎＞根＞叶。