全 文 ：第 26 卷 第 8 期
2013 年 8 月
环 境 科 学 研 究
Research of Environmental Sciences
Vol． 26，No． 8
Aug．，2013
李国新，颜昌宙，赵超，等．穗花狐尾藻铅吸附特征与机理［J］．环境科学研究，2013，26(8) :892-898．
LI Guoxin，YAN Changzhou，ZHAO Chao，et al． Characteristics and mechanisms of lead biosorption on Myriophyllum spicatum［J］． Research of Environmental
Sciences，2013，26(8) :892-898．
收稿日期:2013 － 04 － 19 修订日期:2013 － 06 － 06
基金项目:福建省自然科学基金项目(2012J05030) ;国家自然科学基
金项目(50909084，51008262)
作者简介:李国新(1981 －) ，男，湖北公安人，助理研究员，博士，从事
城市水环境生态与修复研究，thomaskiki@ 163． com．
穗花狐尾藻铅吸附特征与机理
李国新1，颜昌宙2，赵 超1，王 蕾1
1．厦门理工学院环境科学与工程学院，福建 厦门 361024
2．中国科学院城市环境研究所，福建 厦门 361021
摘要:为探讨沉水植物对低浓度重金属废水的吸附特征，研究了不同重金属质量浓度及 pH影响下，穗花狐尾藻鲜样在单一、二
元和三元金属离子体系中对 Pb2 +的生物吸附特征及吸附机理． 结果表明，在单一 Pb2 +体系中，穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附能力随
pH的升高而增强;当初始 ρ(Pb2 +)为 100 mgL、初始 pH为 6. 5 时，Pb2 +吸附率可达 80. 95% ． Cu2 +和 Zn2 +的存在负向干扰穗花
狐尾藻对 Pb2 +的吸附;当初始 ρ(Cu2 +)和 ρ(Pb2 +)均为 250 mgL时，Cu2 +干扰下 Pb2 +吸附量降低为单一体系中 Pb2 +吸附量的
62. 40% ． Sips和 Langmuir模型的拟合效果优于 Freundlich模型． 根据 Langmuir模型模拟，穗花狐尾藻对 Pb2 +的理论最大吸附量
(qmax)可达 52. 12 mgg． 红外光谱分析表明，—OH、—C = O、—COOH、C—O及 C—H为主要作用基团． 吸附 Pb
2 +后，溶液中矿质
元素含量增加，ρ(Ca2 +)和 ρ(Mg2 +)与初始 ρ(Pb2 +)达到极显著正相关(RCa2 + = 0. 943，P ＜ 0. 01;RMg2 + = 0. 915，P ＜ 0. 01)． Pb
2 +
更易与 Ca2 +和 Mg2 +产生离子交换而被吸附．
关键词:吸附;竞争干扰;铅;穗花狐尾藻
中图分类号:X703. 1 文献标志码:A 文章编号:1001 － 6929(2013)08 － 0892 － 07
Characteristics and Mechanisms of Lead Biosorption on Myriophyllum Spicatum
LI Guo-xin1，YAN Chang-zhou2，ZHAO Chao1，WANG Lei1
1． College of Environmental Science and Technology，Xiamen University of Technology，Xiamen 361024，China
2． Institute of Urban Environment，Chinese Academic of Sciences，Xiamen 361021，China
Abstract:In order to examine the biosorptive characteristics of submerged aquatic plants on heavy metals with low concentration，batch
experiments were conducted to assess the biosorptive characteristics of Pb2 + in fresh tissues of Myriophyllum spicatum for single，binary
and ternary solutions at different initial concentrations and pH values． The mechanism for Pb2 + biosorption was further discussed． For
single Pb2 + solution，the experimental results showed that the biosorptive capacity for M． spicatum increased with increasing pH． The
biosorptive efficiency reached to 80. 95% when initial concentration of Pb2 + was 100 mgL under the condition of pH 6. 5． Both Cu2 + and
Zn2 + for M． spicatum had adverse effects of Pb2 + biosorption． When initial concentrations of Pb2 + and Cu2 + were 250 mgL，the
biosorptive capacity for Pb2 + decreased to 62. 40% of that in single Pb2 + solution． Sips and Langmuir models were used to simulate on
Pb2 + biosorption onto M． spicatum better than using Freundlich model． The Langmuir isotherm parameter，qmax，indicated that the
maximum biosorptive capacity of Pb2 + on M． spicatum could reach to 52. 12 mgg． The FTIR spectra of M． spicatum showed that the
possible functional groups responsible for Pb2 + binding were —OH，—C = O，—COOH，C—O and C—H． The concentrations of mineral
elements in solution increased after Pb2 + biosorption，and there were extreme significant positive correlations between the concentrations of
Ca2 +，Mg2 + and that of Pb2 +(RCa2 + = 0. 943，P ＜ 0. 01;RMg2 + = 0. 915，P ＜ 0. 01)． Pb
2 + can more easily exchanged with divalent
elements such as Ca2 + and Mg2 + for their biosorption．
Key words:biosorption;competitive interference;lead;Myriophyllum spicatum
生物吸附法是利用廉价的生物材料对重金属进
行吸附，具有吸附量大、吸附速度快等优点［1-3］，适宜
较低质量浓度(＜ 100 mgL)重金属废水的处理． 常
用的生物吸附材料主要包括细菌、真菌、藻类和农林
废弃物等［4-6］． 水生植物〔如凤眼莲(Eichhornia
DOI：10.13198/j.res.2013.08.89.ligx.001
第 8 期 李国新等:穗花狐尾藻铅吸附特征与机理
crassipes)［7］、金鱼藻(Ceratophyllum demersum)［8］、轮
叶黑 藻 (Hydrilla verticillata)［9］、龙 须 眼 子 菜
(Potamogeton pectinatus)［10］等〕对重金属有很强的吸
附能力． 在我国，沉水植物穗花狐尾藻(Myriophyllum
spicatum)较为常见［11］，广泛存在于湖泊及水沟中，用
它作为吸附材料来源广泛且价格低廉，然而穗花狐尾
藻对 Pb的吸附研究鲜见报道． Pb、Cu、Zn 是人类生
产活动中应用较多的重金属元素，目前对其生物吸附
研究较多集中在对单一离子的吸附特性上，而实际含
重金属的工业废水中往往同时存在多种重金属离
子［12］，目前的文献报道中对溶液中多种重金属离子
的竞争干扰研究较少．
笔者研究了单一及 Cu2 +和 Zn2 +干扰条件下，穗
花狐尾藻对 Pb2 +的等温吸附特征及竞争吸附规律，
同时采用 SEM(扫描电子显微镜)、EDS(X 射线能
谱)及 FTIR(傅里叶变换红外光谱)等仪器分析，考
察吸附 Pb2 +前后植物叶片的表面形态变化、矿质元
素含量变化及起作用的关键基团等，探讨 Pb2 +的生
物吸附机理，以期为开发利用沉水植物治理与控制水
污染提供依据．
1 材料与方法
1. 1 材料
穗花狐尾藻在实验室培养 2 周后，截取新鲜、形
态较一致的约 10 cm长的顶枝，用 3%的 HCl溶液浸
洗后再用去离子水冲洗，晾干植物表面水分后备用．
用分析纯 Pb (NO3)2、Cu (NO3)2·3H2O 和
Zn(NO3)2·6H2O配制 ρ(Pb
2 +)、ρ(Cu2 +)和 ρ(Zn2 +)
分别为 1 000 mgL的储备液，置于 1 000 mL 容量瓶
中备用．
1. 2 试验方法
1. 2. 1 Pb2 +吸附动力学
取初始 ρ(Pb2 +)为 100 mgL 的溶液 100 mL 置
于 200 mL 锥形瓶中，用 1 molL HNO3 或 0. 1 molL
NaOH溶液调节 pH为 5. 0 ～ 6. 0，最后加入 1. 5 g(以
鲜质量计)穗花狐尾藻，将锥形瓶置于摇床中振荡
〔200 rmin，(25 ± 1)℃〕，分别于 5、10、20、30、45、60、
120、150 min取出，过滤，将植物从溶液中分离后测定
滤液中 ρ(Pb2 +)． 每个时间点作 3 个平行．
1. 2. 2 pH的影响
取初始 ρ(Pb2 +)为 100 mgL 的溶液 100 mL 置
于 200 mL锥形瓶中，调节 pH 分别为 2. 0、3. 0、4. 0、
5. 0、6. 0、6. 5，加入 1. 5 g(以鲜质量计)穗花狐尾藻，
将锥形瓶置于摇床中振荡〔200 rmin，(25 ± 1)℃〕
120 min，过滤，将植物从溶液中分离后测定滤液中
ρ(Pb2 +)．
1. 2. 3 竞争干扰吸附试验
配制 5 组不同的重金属溶液:试验组 1，单一
Pb2 +溶液;试验组 2，Pb2 +和 Zn2 +的二元溶液，其中
ρ(Zn2 +)均为 30 mgL;试验组 3，Pb2 +和 Cu2 +的双组
分溶液，其中 ρ(Cu2 +)均为 30 mgL;试验组 4，Pb2 +、
Cu2 +、Zn2 +三元溶液，其中 ρ(Cu2 +)和 ρ(Zn2 +)均为
30 mgL;试验组 5，Pb2 + 和 Cu2 + 的二元溶液，其中
ρ(Cu2 +)= ρ(Pb2 +)． 5 组溶液中，初始 ρ(Pb2 +)均分
别为 10、50、100、150、200 和 250 mgL． ρ(Cu2 +)及
ρ(Zn2 +)根据预试验确定． 取 100 mL 溶液置于 200
mL锥形瓶中，加入 1. 5 g(以鲜质量计)穗花狐尾藻，
将锥形瓶置于摇床中振荡〔200 rmin，(25 ± 1)℃〕
120 min后过滤，将植物从溶液中分离后测定滤液中
ρ(Pb2 +)．
1. 3 分析检测方法
1. 3. 1 叶片扫描及能谱分析
取 100 mgL 的 Pb2 + 处理前后叶片中段，采用
JE － OL5610LV高分辨率扫描电子显微镜(日本 JEOL
公司)进行表面形态扫描，采用 JSM － 5000 软件进行
成像分析;采用 VANTAGE 型 X 射线能谱仪(美国
Noran公司)进行能谱扫描，工作距离为 8. 7 mm，电压
为 5. 0 kV，系统自带软件对元素相对含量进行分析．
1. 3. 2 傅里叶红外谱图分析
分别取吸附 Pb2 +前后的叶片，置于恒温(70 ℃)
烘箱内烘干 72 h，取适量样品研磨成粉末，然后采用
KBr压片法进行傅里叶红外仪器分析．
1. 3. 3 数据处理
试验结果均用平均值 ±标准偏差表示． 回归分
析采用 Origin 8. 0 软件，相关性分析采用 SPSS 18. 0
软件．
Pb2 +吸附量的计算方法为
q = (c0 － ct)·VW (1)
Pb2 +吸附率计算方法为
Pb2+ 吸附率 = (c0 － cf)c0 × 100% (2)
式中:q 为 Pb2 +的吸附量，mgg;c0 为初始 ρ(Pb
2 +) ，
mgL;ct 为吸附 t min 后溶液中 ρ(Pb
2 +) ，mgL;cf 为
吸附平衡时溶液中 ρ(Pb2 +) ，mgL;V 为溶液体积，L;
W为植物样品的干质量，g．
2 结果与讨论
2. 1 吸附动力学研究
吸附平衡时间是生物吸附实际应用中重要的参
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环 境 科 学 研 究 第 26 卷
数之一［13］． 穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附量随时间变化
如图 1 所示． 由图 1 可见，在吸附初期的 20 min 内，
Pb2 +吸附量随时间的增加而增大． Pb2 +在接触到穗
花狐尾藻后被迅速吸附，10 min内有 65. 66%的 Pb2 +
被吸附，此时 Pb2 +的吸附量(q = 35. 29 mgg)达到平
衡吸附量的 85. 05% ． 20 min 后，吸附量趋于稳定．
为确保吸附反应达到平衡，选取 120 min 作为吸附的
平衡时间．
图 1 接触时间对穗花狐尾藻 Pb2 +
吸附的影响
Fig. 1 Effect of contact time on the biosorption
of Pb2 + onto M． spicatum
伪二级动力学方程常用来描述生物吸附材料对
重金属的吸附，该方程可以描述为［14］
dqt
dt = k(qe － qt)
2 (3)
式中:k为伪二级动力学常数，g(mg·min) ;qe 为平衡
吸附量，mgg;qt 为 t 时刻重金属的吸附量，mgg． 式
(3)可以变形为［15］
t
qt
= tqe
+ 1
qe
2k
(4)
以 tqt 对 t作图可得直线方程，其截距为 1(kqe
2) ，斜
率为 1qe，从而可以确定常数 qe 和 k．
由图 2 可见，试验数据与模型方程有很好的一致
性． tqt 随 t的增加而增大，决定系数可达 0. 999 8，
这表明伪二级动力学方程能很好地描述穗花狐尾藻
对 Pb2 +的吸附动力学特征． 初期的快速吸附反应可
归因于穗花狐尾藻鲜样表面大量的活性反应位点．
随着反应的进行，位点逐渐被 Pb2 +所占据，吸附速率
减缓，同时 Pb2 +的解吸行为增加，最终达到吸附 －解
吸的平衡． 从斜率和截距分别计算出 qe(41. 49 mgg)
和 k〔0. 015 g(mg min)〕，qe 的计算值与实测值
(41. 14 mgg)有很好的一致性．
图 2 穗花狐尾藻 Pb2 +吸附的伪
二级动力学模拟
Fig. 2 Pseudo-second order kinetic of the
biosorption of Pb2 + onto M． spicatum
2. 2 pH对 Pb2 +吸附率的影响
对大多数吸附过程而言，pH是影响吸附效果的决
定因素［16-17］． 不同 pH下穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附率
如图 3所示． 在 ρ(Pb2 +)为 100 mgL 条件下，pH为 2
时 Pb2 +吸附率仅为 37. 07% ． 随着 pH的升高，吸附率
逐渐增大，在 pH为 6. 5 时，吸附率增大至 80. 95%，此
时 Pb2 +吸附量达 43. 42 mgg． pH 对穗花狐尾藻的
Pb2 +吸附率有较大影响． 究其原因，在低 pH 条件下，
H3O
+与 Pb2 +争夺吸附位点，同时阻碍活性基团的解
离，部分起作用的主要官能团(如—COOH)将会质子
化，致使吸附量降低［18-19］． 当 pH 为 6. 5 时 Pb2 +吸附
率最高，可能是 pH改变了 Pb2 +在溶液中的存在形态，
形成微沉淀，从而增加了穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附
量． 再提高 pH，Pb2 +将形成大量的化学沉淀而去除．
图 3 溶液 pH对穗花狐尾藻 Pb2 +
吸附率的影响
Fig. 3 Effect of solution pH on Pb2 + biosorptive
efficiency onto M． spicatum
2. 3 吸附平衡方程
常用的等温吸附方程有 Langmuir 模型、Sips 模
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第 8 期 李国新等:穗花狐尾藻铅吸附特征与机理
型和 Freundlich模型等［20］．
Langmuir模型:
qe =
bceqmax
1 + bce
(5)
式中:ce 为金属离子在液相中的平衡浓度，mgL;qmax
为理论最大吸附容量，mgg;b 为 Langmuir 常数，
Lmg．
Freundlich模型:
qe = Kce
1n (6)
式中，K、n在一定温度下对指定体系而言是常数．
Sips模型结合了 L型和 F型吸附等温式特征，其
表达式:
qe =
KLFce
nLF
1 + (aLFce)
nLF
(7)
式中，KLF、aLF和 nLF是 3 个常数．
穗花狐尾藻 Pb2 +吸附等温线见图 4． 由图 4 可
见，单一 Pb2 +组分下，随着水体中 ρ(Pb2 +)的增加，
Pb2 +吸附量增大． 这是由于 ρ(Pb2 +)增大，与穗花狐
尾藻接触的 Pb2 +增多，单位质量穗花狐尾藻吸附的
Pb2 +增大． 随着平衡浓度的增加，吸附剂趋于饱和，
致使吸附量的变化趋于平缓［21］． 分别采用上述模型
非线性回归分析单一组分下 Pb2 +的吸附数据，各模
型参数及 R2(决定系数)如表 1 所示．
图 4 单一组分、双组分、三组分条件下穗花狐尾藻
对 Pb2 +的吸附等温线
Fig. 4 Equilibrium isotherm data for Pb2 + biosorption
by M． spicatum in single，binary and ternary solutions
从 R2 可以看出，Sips 和 Langmuir 模型的 R2 均大
于 Freundlich模型，并且 Langmuir 模型的 qmax与试验
数据较为吻合，相比 Freundlich 而言，Sips 和 Langmuir
模型有着较好的拟合效果，同时也说明穗花狐尾藻对
Pb2 +的吸附属于单层吸附，Pb2 +理论最高吸附量可达
52. 12 mgg． 相较其他类型的吸附剂，穗花狐尾藻表现
出较强的 Pb2 +吸附性能［22-25］．
表 1 穗花狐尾藻 Pb2 +吸附的 Langmuir、Freundlich
和 Sips模型参数
Table 1 Isotherm parameters for Langmuir，Freundlich and Sips
models of Pb2 + biosorption by M． spicatum
模型 参数 参数值 R2
Freundlich
K 13. 21
0. 967
n 0. 29
Langmuir
b(Lmg) 0. 12
0. 995
qmax (mgg) 52. 12
aLF 0. 11
Sips KLF 10. 40 0. 997
nLF 0. 79
2. 4 Cu2 +、Zn2 +竞争干扰对 Pb2 +吸附的影响
金属离子间的竞争会影响生物吸附剂对 Pb2 +的
吸附量． 由图 4 可见，Pb2 +吸附干扰的强烈顺序为试
验组 5 ＞试验组 3 ＞试验组 2 ＞试验组 4． 在试验组 5
〔ρ(Cu2 +)= ρ(Pb2 +)〕条件下，Pb2 +的吸附量显著降低
〔当 ρ(Cu2 +)= ρ(Pb2 +)= 250 mgL 时，Cu2 +干扰下
Pb2 +的吸附量降低为试验组 1吸附量的 62. 40%〕．
在二元水环境中，Cu2 +、Zn2 +与 Pb2 +的竞争比较
明显，但在三元水环境中，穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附
能力与二元环境相差不大，这可能是由于 Cu2 + 和
Zn2 +同时存在，Cu2 +和 Zn2 +间的相互竞争减轻了对
Pb2 +的作用，而且 Cu2 +和 Zn2 +也有很多相近之处，如
原子半径、分子量及电荷特性等，这 2 种性质相近的
离子共同竞争植物表面的活性位点，因而共同作用时
彼此竞争，并不会显著降低对 Pb2 +的吸附量．
2. 5 叶片表皮细胞形态及扫描能谱分析
吸附量与植物材料的表面细胞形态息息相
关［26］，同时各类元素含量对重金属吸附性能也有着
重要的决定作用［27］． 吸附 Pb2 +前后穗花狐尾藻叶片
表皮细胞形态如图 5 所示． 由图 5 可见，正常的穗花
狐尾藻植株健壮，叶片表皮细胞均呈规则的长方形，
而且颗粒饱满、分布均匀． 吸附 Pb2 +后，细胞内外的
离子交换使得细胞明显干瘪及变形，细胞内膜系统的
完整性遭到破坏．
吸附 Pb2 +前后穗花狐尾藻叶片扫描能谱如图 6
所示． 从图 6 可见，穗花狐尾藻富含 C、O 等元素，这
为基团络合重金属提供可能． 植物叶片在吸附 Pb2 +
后，矿质元素 K、Na、Ca、Mg 等含量明显下降，表明
Pb2 +因产生离子交换而被吸附［28］． Ca含量下降最显
著，表明相较其他矿质元素，Ca2 +更易于与 Pb2 +产生
离子交换．
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环 境 科 学 研 究 第 26 卷
图 5 吸附 Pb2 +前后穗花狐尾藻叶片表面细胞形态变化
Fig. 5 SEM images of epidemis cells in M． spicatum before and after biosorption of Pb2 +
图 6 吸附 Pb2 +前后穗花狐尾藻叶片扫描能谱
Fig. 6 Energy spectra of M． spicatum before
and after biosorption of Pb2 +
2. 6 离子交换性能
为进一步探明矿质元素与 Pb2 +的交换性能，分
析了单一 Pb2 +吸附平衡后，溶液中被交换出来的矿
质元素含量变化，结果如表 2 所示． 可见，随着
ρ(Pb2 +)的增加，溶液中 ρ(K +)、ρ(Na +)、ρ(Ca2 +)、
ρ(Mg2 +)增大． 其中 ρ(Ca2 +)和 ρ(Mg2 +)与初始
ρ(Pb2 +)达到极显著正相关(RCa2 + = 0. 943，P ＜ 0. 01;
RMg2 + = 0. 915，P ＜ 0. 01) ，ρ(K
+)和 ρ(Na +)与初始
ρ(Pb2 +)达到显著正相关(RK + = 0. 831，P ＜ 0. 05;
RNa + = 0. 770，P ＜ 0. 05) ，说明相对 K
+和 Na +，Ca2 +
和 Mg2 +与 Pb2 +的离子交换性能更好．
2. 7 傅里叶红外谱图分析
吸附 Pb2 +前后穗花狐尾藻叶片红外光谱如图 7
所示． 由图 7 可见，叶片富含—OH、—NH2、C—O 和
C O等多种活性基团［29］． 吸收峰 3 398 cm －1代
表—OH和—NH2 基团;2 926 cm
－1代表 C—H 基团;
吸收峰 1 654 cm －1代表 C O 键的伸缩振动，代表
— C O基团;吸收峰 1 425 cm －1代表—COOH基团;
吸收峰1 067 cm －1代表 C—OH键的伸缩振动． 对比
表 2 穗花狐尾藻吸附 Pb2 +后溶液中矿质元素的含量
Table 2 Concentrations of mineral element in solution
after Pb2 + biosorption by M． spicatum
初始 ρ(Pb2 +)
(mgL)
ρ(mgL)
K + Na + Ca2 + Mg2 +
0 2. 23 ± 0. 21 0. 82 ± 0. 32 0. 36 ± 0. 08 0. 43 ± 0. 15
10 1. 99 ± 0. 11 0. 91 ± 0. 13 0. 84 ± 0. 14 0. 87 ± 0. 04
50 2. 06 ± 0. 02 0. 81 ± 0. 32 3. 56 ± 0. 22 1. 76 ± 0. 83
100 2. 26 ± 0. 20 0. 84 ± 0. 18 7. 81 ± 0. 33 3. 69 ± 0. 44
150 2. 63 ± 0. 27 0. 96 ± 0. 21 10. 21 ± 0. 51 4. 25 ± 0. 22
200 2. 95 ± 0. 48 1. 29 ± 0. 07 11. 75 ± 0. 09 4. 57 ± 0. 31
250 2. 69 ± 0. 22 1. 40 ± 0. 14 12. 71 ± 0. 08 5. 20 ± 0. 05
吸附 Pb2 +前后的红外谱图可以发现，吸附 Pb2 +后，
—COOH和—OH偏移到较低的吸收峰值上，这是基
团和 Pb2 +发生络合作用的结果［5，30］． 同时在吸收峰
1 425 cm －1(代表—COOH)、2 926 cm －1(代表 C—H)
和 1 240 cm －1(代表 C—O)处，透光率明显下降，表明
在穗花狐尾藻吸附 Pb2 + 的过程中，—OH、— C O、
—COOH、C—O、C—H为起作用的主要基团．
a—原叶片;b—Pb2 +处理
图 7 穗花狐尾藻叶片吸附 Pb2 +前后
红外谱图对比
Fig. 7 FTIR spectra of M． spicatum before
and after biosorption of Pb2 +
698
第 8 期 李国新等:穗花狐尾藻铅吸附特征与机理
3 结论
a)与 Freundlich 模型相比，Sips 和 Langmuir 模
型能更好地拟合穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附过程，R2
分别可达 0. 997 和 0. 995，理论最大吸附量(52. 12
mgg)与实测值(51. 17 mgg)有很好的一致性．
Cu2 +、Zn2 +负向干扰穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附． 三
元水环境中，穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附能力与二元
环境相差不大．
b)穗花狐尾藻 Pb2 +吸附存在多种作用机理． 对
Pb2 + 吸附起作用的主要基团为—OH、— C O、
—COOH、C—O及 C—H． 吸附 Pb2 +后溶液中矿质元
素含量增加，ρ(Ca2 +)和 ρ(Mg2 +)与初始 ρ(Pb2 +)达
到极显著正相关，Pb2 +因产生离子交换而被吸附，并
且相较 K +和 Na +，Ca2 +和 Mg2 +更易于与 Pb2 +发生
离子交换．
c)穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附符合伪二级动力
学方程，R2 可达 0. 999 8，qe 的计算值(41. 49 mgg)
与实测值(41. 14 mgg)有很好的一致性．
d)pH 显著影响穗花狐尾藻对 Pb2 +的吸附． 在
初始 ρ(Pb2 +)为 100 mgL条件下，pH为 2 时 Pb2 +吸
附率仅为 37. 07% ． H3O
+和 Pb2 +之间存在着强烈的
竞争吸附，并且官能团(如—COOH)的质子化使得吸
附率显著下降．
参考文献(References):
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( 责任编辑:郑朔方)
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