全 文 ：生态环境 2008, 17(1): 16-22 http://www.jeesci.com
Ecology and Environment E-mail: editor@jeesci.com
作者简介：彭克俭（ 1968－），女，土家族，副教授，博士，主要从事植物环境生理与植物修复等方面的研究工作。E-mail：
pengkejian2003@yahoo.com.cn
*通讯作者：沈振国，教授，博士，博士生导师。E-mail：zgshen@njau.edu.cn
收稿日期：2007-08-16
温度、pH值及盐度对龙须眼子菜吸附镉、铅的影响
彭克俭 1, 2，高璐 1，游武欣 1，沈振国 1*
1. 南京农业大学生命科学院，江苏 南京 210095；2. 湖南省环境保护科学研究院，湖南 长沙 410004

摘要：以龙须眼子菜(Potamogeton pectinatus)干样为材料，研究了不同温度、pH值和盐度对龙须眼子菜吸附镉、铅离子的影
响。结果表明，不同温度及不同 pH值下龙须眼子菜对镉吸附符合 Langmuir模型，对铅的吸附符合 Freundlich模型。与 5 ℃、
10 ℃、30 ℃处理相比，20 ℃时龙须眼子菜对镉、铅的吸附能力较强。当其它条件不变时，在 pH值为 3~7的范围内，龙须
眼子菜对镉的吸附随 pH值升高而增加，对铅的吸附随 pH值升高而减少。在 0.5~10 g·L-1的盐度范围内，随着溶液盐度的增
加龙须眼子菜对镉吸附减少，但对铅的吸附却增加。龙须眼子菜是一种对镉、铅有很强的吸附能力的沉水植物，对温度、酸
碱度、盐度适应范围也很广，因而可作为生物吸附剂用于含镉、含铅废水的处理。
关键词：龙须眼子菜；吸附；温度；pH值；镉；铅
中图分类号：X173 文献标识码：A 文章编号：1672-2175（2008）01-0016-07
生物吸附剂（biosorbent）是指具有选择性吸附
并去除水体中污染物能力的生物体及其衍生物[1]。
目前对生物吸附剂的研究大多集中在对微生物研
究领域，以至于有人定义“生物吸附（biosorption）”
为利用“微生物”去除水体中金属离子的过程[2, 3]。事
实上，生物吸附剂还可以是有机物、动植物死的或
活的生物体[4]。研究表明，沉水植物不管是死的还
是活的生物体都能吸附大量的金属离子，故可作为
生物吸附剂去除污染水体中的重金属[5]，这在水污
染治理和控制中具有重要意义。镉、铅是日常生活
中广泛接触的重金属，电镀、印染、制革、纺织及
矿产品的采选、冶炼、加工等工业企业，每天都会
排放大量含镉、铅的废水，这些废水进入环境后不
仅影响水生生物的生长、破坏水生生态系统，而且
还可能通过食物链的富积与传递危害人类的健康。
许多研究都已表明重金属在环境中不能降解，对环
境的毒害具有持久性。也有很多文献报道过不同生
物材料对重金属有较好的吸附效果，如细菌[6]、酵
母[7]、树皮[8]、真菌[9]、农副产品[10]、海藻[11]、泥
炭[12]、水生植物[13]、虾壳[14]及木薯[15]等等。还有
资料表明，有些水生植物对多种重金属表现出了较
强的吸附和积累能力，其体内积累重金属比环境还
高出几十倍[16-20]。由于水生植物的这种生理特点，
并且分布极为广泛，所以可作为水体重金属污染的
生物吸附剂和生物监测器[19-25]。
沉水植物对重金属的吸收受很多因素影响，除
了材料本身和离子浓度外，还受温度、pH 值及盐
度的影响[26]。研究表明，在容器中植物材料对金属
离子的吸附分为三步[27, 28]，即界面扩散、交换吸附
和小孔扩散。等温条件下，吸附模型的有关参数反
映了生物吸附剂的表面特征及对重金属的亲和力，
这些参数也可以用于比较吸附剂对不同金属离子
的吸附能力。目前人们常用四种模型即 Langmuir
（单分子层吸附模型）、Brunaure-Emmett-Teller（多
分子层吸附模型）、Freundlich 和 Dubinin- Radush-
kevich模型来描述平衡时溶液中金属离子的浓度与
吸附量之间的关系。
我们前面的研究已经表明龙须眼子菜
(Potamogeton pectinatus)对镉、铅具有较强的吸附能
力[19, 20]。龙须眼子菜分布广泛，在池塘、溪流、小
河、沼泽及湖泊甚至人工排水系统均能生长，而不
同环境中，水的化学性质差别很大，为了进一步了
解外界因子对龙须眼子菜吸附镉、铅的影响，本研
究在前面研究的基础上，用龙须眼子菜干样为材
料，研究了不同温度、不同 pH 值、不同盐度对龙
须眼子菜吸附溶液中镉、铅离子的影响。用
Langmuir和 Freundlich等温吸附模型分别对龙须眼
子菜吸附镉、铅的过程进行描述，并根据模型参数
对吸附效果进行分析。
1 材料与方法
1.1 植物材料准备
本研究用生长在湘西吉首市峒河的水生植物
龙须眼子菜为材料，采集生长旺盛的龙须眼子菜鲜
样，带回实验室，先用自来水洗净，然后用去离子
水清洗并培养 24 h，再用去离子水清洗，吸水纸吸
干，105 ℃杀青 30 min，然后，80 ℃烘至恒质量，
DOI:10.16258/j.cnki.1674-5906.2008.01.004
彭克俭等：温度、pH值及盐度对龙须眼子菜吸附镉、铅的影响 17
干燥器保存备用[20]。
1.2 吸附试验
分别用 CdCl2、Pb(NO3)2配 5 L浓度分别为 0、
5、10、20、50、100、200、500、1 000和 2 000 µmol·L-1
的镉处理液及浓度分别为 0、5、10、20、50、100
和 200 µmol·L-1的铅处理液。用 1 mol·L-1的 MES
和 1 mol·L-1的 Tris溶液调节 pH值，由于调 pH值
时用量很少，故对体积的改变忽略不计。根据我们
之前的实验结果，龙须眼子菜在溶液中对镉、铅的
吸附 20 min就能达到饱和，因此本研究为了操作时
间充足，采用的吸附时间一律为 60 min。
实验 1温度对镉、铅吸附的影响：在处理液 pH
值为 5.5 的条件下，不同浓度的镉、铅处理液分别
设 5、10、20、30 ℃四个温度处理，本实验在冬季
完成，试验期间室内温度在 1 ℃～12 ℃变化，试验
所需 5、10 ℃的温度处理在低温展示柜中调试获得，
20、25和 30 ℃在恒温水浴振荡器上获得。分别取
不同浓度的镉及铅溶液于 50 mL锥形瓶中，加入 0.2
g的龙须眼子菜干样，摇匀，静置 60 min，吸附平
衡后再摇匀，收集浸提液及植物样品。每个处理重
复三次，取平均值。试验数据用于绘制不同温度条
件下龙须眼子菜吸附镉、铅的等温线。
实验 2 pH 值对镉、铅吸附的影响：在保持温
度恒定的条件下，在不同浓度镉、铅处理条件下，
分别设 3、4、5、6、7五个不同层次的 pH值处理。
按试验 1操作，将 0.2 g龙须眼子菜干样置于 50 mL
处理液中，摇匀，静置 60 min，吸附平衡后再摇匀，
收集浸提液及植物样品，每个处理重复三次，取平
均值。试验数据用于绘制不同 pH 值条件下龙须眼
子菜对镉、铅吸附的等温线。
实验 3盐度对镉、铅吸附的影响：在处理液 pH
值为 5.5，温度为 25 ℃条件下，分别取不同浓度镉、
铅处理液，用 NaCl配成 0.5、1、2、5、10 g·L-1五
个不同盐度的交叉处理，按试验 1 操作，将 0.2 g
龙须眼子菜干样置于 50 mL处理液中，摇匀，静置
60 min，吸附平衡后再摇匀，收集浸提液及植物样
品，每个处理重复三次，取平均值。绘制不同盐度
处理下龙须眼子菜吸附镉、铅的等温线。
1.3 元素含量分析
吸附试验完毕，收集的浸提液直接用用
TAS-986原子吸收分光光度计分析镉、铅的浓度。
吸附后的植物样品先用自来水冲洗，再用去离子水
清洗，80 ℃烘干，然后用 HNO3 +HClO4（体积比
为 87:13）混合酸消解，稀释定容后用 TAS-986 原
子吸收分光光度计测定镉、铅浓度，计算出镉、铅
在植物样品中的质量分数，减去吸附前植物样品中
镉、铅的质量分数，得到植物样品对溶液中镉、铅
的吸附量。
1.4 统计分析方法
文中线性回归方程由 Excel生成。可决系数 R2、
吸附常数 b 及最大吸附量利用 Excel 计算，并
SigmaPlot软件校核。用 SPSS软件进行方差分析。
2 结果与讨论
2.1 温度、pH值对龙须眼子菜吸附镉的影响
不同温度和不同 pH 值条件下，龙须眼子菜对
溶液中镉吸附的等温线如图 1所示。用平衡时龙须
眼子菜吸附镉的量对溶液中镉的浓度作散点图，经
过非线性回归分析，所获得的等温线复合 Langmuir
模型，即可以用如下的吸附方程来描述：
qe= qmax kCe/(1+kCe) （1）
式中 qe表示平衡时龙须眼子菜中镉的含量，Ce表示
平衡时溶液中镉的浓度，qmax代表龙须眼子菜的最
A B













图 1 不同温度(A)和 pH值(B)对龙须眼子菜吸附镉的影响
Fig. 1 Cd sorption equilibrum isotherms at different temperature (A) and pH values (B) onto P. pectinatus
(plant concentration =4 g·L-1): experimental results and model fiting
qe: 平衡时龙须眼子菜中镉的含量，Ce: 平衡时溶液中镉的浓度
0
5000
10000
15000
20000
25000
0 20 40 60 80
Ce (mg Cd L
-1)
qe
(
m
g
C
d
kg
-1
D
W
)
pH3 pH4 pH5 pH6 pH7
0
5000
10000
15000
20000
25000
0 20 40 60 80
Ce(mg Cd L
-1)
q e
(m
g
kg
-1
)
5℃ 10℃ 20℃ 30℃
Ce /(mg·L-1） Ce /(mg·L-1）
q e
/(
m
g·
kg
-1
)
18 生态环境 第 17卷第 1期（2008年 1月）
大吸附量，k表示一个与外界条件如温度、pH值等
有关吸附常数，代表了龙须眼子菜跟金属离子亲和
力。qmax 值越大表示吸附能力越强，k 值越大表示
亲和力越小。龙须眼子菜对镉吸附的有关参数和吸
附方程列于表 1。可以看出在 5~30 ℃四个不同层次
的温度处理中，非线性回归分析能得到相关性较好
的吸附等温线，可决系数 R2值分别为 0.975、0.996、
0.945、0.985，镉最大吸附量分别为 23 337、20 448、
27 721、18 453 mg·kg-1，这说明采用 Langmuir模型
分析龙须眼子菜对溶液中镉的吸附特性是合理的。
不同温度下龙须眼子菜对镉吸附的强弱顺序是：20
>5℃ >10℃ >30℃ ℃，但方差分析结果表明，只有
20 ℃跟 30 ℃两个处理间存在明显差异，其它不同
温度处理间都没有显著差异。一般情况下，吸附剂
从溶液中吸附溶质的过程是放热过程，温度升高，
吸附量下降。但在龙须眼子菜与镉溶液的体系中，
低浓度条件下（<500 µmol·L-1），不同温度的吸附效
果差异并不显著，吸附的等温线几乎是重叠在一起
的直线，只有当镉浓度大于 1 000 µmol·L-1时，吸附
等温线才明显分开。这可能是因为龙须眼子菜作为
一种生物吸附剂，其特殊的吸附表面是其吸附能力
强的主要决定因素[20]，由于温度的改变没有引起其
表面结构发生显著变化，因此没有对吸附效果产生
显著的影响。而在 Fritioff 等用水生植物 Elodea
canadensis 和 Potamogeton natans 的活体材料进行
的吸附试验中，当溶液镉浓度为 1 µmol·L-1时两种
植物的镉吸附量在 5 ℃～20 ℃之间随温度上升而
上升，最高分别达到 269、151 mg·kg-1[26]。Martins[5]
用研磨过的 F. antipyretica 干样进行镉吸附试验，
结果表明，在 5 ℃～30 ℃范围内镉的吸附也没有明
显的差异。有研究已经表明温度对离子在细胞自由
空间的扩散过程影响较小，但对活细胞吸收和转运
离子的过程影响较大[29, 30]。本研究采用龙须眼子菜
干样为试验材料，镉离子在龙须眼子菜与溶液之间
转移不是生理的过程，而是龙须眼子菜与镉、铅离
子间吸附与解吸附的物理过程，该过程主要发生在
细胞的自由空间，所以温度对该吸附过程影响不显
著。但 20 ℃时的吸附结果较高，有些不符合一般
材料的吸附规律，推测可能与沉水植物龙须眼子菜
这种生物材料本身的成份和结构有关，具体机制有
待进一步研究。
与温度的影响效果相比而言，pH 值对龙须眼
子菜吸附溶液中镉的影响则较有规律。从表 1所列
的有关吸附参数可以看出，在 pH值 3~7的处理间，
非线性回归分析的可决系数 R2值在 0.953~0.972范
围变化，说明用 Langmuir模型分析是可靠的。k值
随 pH 值上升而表现出有规律下降的趋势，这说明
k值是与酸碱度有关的参数。镉的最大吸附量（qmax
值）随 pH 值上升而有规律上升，变化范围为
14 448~23 762 mg·kg-1，这说明在 pH值为 3~7的范
围内，龙须眼子菜对镉的吸附能力随 pH 值上升而
上升。
pH 值是藻类、菌类和水生植物吸附重金属的
主要影响因子，当溶液 pH 值低于 6 时，金属不易
形成氢氧化物沉淀，而呈离子态有利于吸附剂的吸
附[31]。龙须眼子菜对镉的吸附能力随 pH 值上升而
上升，这可能与 pH 值升高会增加生物材料表面的
负电荷有关。这个结果与 pH 值对橡胶树树皮[32]、
活性炭[33]、混合苔藓[34]、用过的茶叶[34]及 Fontinalis
antipyretica 干样 [5]等吸附镉的影响效果一样。
Martins 等认为这是镉离子与 H+之间竞争吸附的结
果[5]。此外，随 pH 值升高吸附剂吸附表面的极性
降低，从而降低了金属离子间的库仑排斥作用，有
利于更多金属离子的吸附[35]。在镉浓度为 0～200
µmol·L-1 范围内，吸附等温线几乎重叠在一起，这
说明 pH 值和温度对龙须眼子菜吸附镉的影响不显
著。龙须眼子菜广布世界各地，不仅能在静水环境
中生长而且还耐湍急的流水，是眼子菜科中唯一比
较耐盐、耐碱且对 pH值适应范围较广的沉水植物，
但在酸性很强和营养缺乏的环境中生长不良[36]。本
表 1 不同温度和 pH条件下龙须眼子菜吸附镉的回归分析
Table 1 Regression results for langmuir isotherm for P. pectinatus for cadmium under deferent temperature and pH value
元素 镉 回归方程 常数 B (1 mg-1) qmax (mg·kg-1) 最大吸附量 R2可决系数
5 ℃ y=2256.6x/(1+0.0967x) 0.096 7 23 337 0.974 8
10 ℃ y=3087.7x/(1+0.1510x) 0.151 0 20 448 0.995 8
20 ℃ y=828.9x/(1+0.0299x) 0.029 9 27 721 0.944 8
温度/℃
30 ℃ y=2165.6x/(1+0.1161x) 0.116 1 18 653 0.985 3
pH 3 y=1985.2x/(1+0.1374x) 0.137 4 14 448 0.966 9
pH 4 y=2301.4x/(1+0.1298x) 0.129 8 17 730 0.961 4
pH 5 y=2048.8x/(1+0.1051x) 0.105 1 19 494 0.970 6
pH 6 y=1977.1x/(1+0.0.0962x) 0.096 2 20 552 0.972 0
pH值
pH 7 y=1120.6x/(1+0.0471x) 0.047 1 23 762 0.953 2

彭克俭等：温度、pH值及盐度对龙须眼子菜吸附镉、铅的影响 19
研究的结果与Martins等在用 Fontinalis antipyretica
干粉进行的镉吸附试验相似，Fontinalis antipyretica
对镉的最大吸附量为 28 000 mg·kg-1，在 pH值 3~5
之间，随 pH 值增加吸附镉的量也增加，温度对
Fontinalis antipyretica吸附镉的影响也不显著[5]。
2.2 温度、pH值对龙须眼子菜吸附铅的影响
不同温度及 pH 值下，龙须眼子菜对溶液中铅
的吸附等温线如图 2所示。用平衡时龙须眼子菜吸
附铅的量对溶液中铅的浓度作散点图，经过非线性
回归分析，所得曲线符合 Freundlich 吸附模型，但
pH 值为 3 时吸附等温线几乎为直线，其余均可用
如下的方程来描述：
qe=a ㏑ Ce+b （2）
式中 qe、Ce代表的含义同上（镉的吸附方程），而 a、
b 只是两个经验常数，没有明确的物理意义，其值
随温度、pH 值、吸附剂以及金属离子的特性变化
而变化。该公式在解释吸附过程上还有缺陷。
从图 2 可以看出，在 pH 值为 5.5 且其它条件
不变时，龙须眼子菜在不同温度下对铅的吸附的强
弱顺序是：20 >10℃ >30℃ >5℃ ℃。由此可见龙须
眼子菜对铅的吸附可能是一个吸热的过程，但本实
验中 30 ℃的处理是个例外，推测可能与铅的溶解
度有关。当温度为 25 ℃且其它条件不变时，龙须
眼子菜在不同 pH 值条件下对铅吸附的强弱顺序
是：Ph 3>pH 4>pH 5>pH 6>pH 7，这与吸附方程中
a值和 b值的变化规律一致，说明 a、b值是与 pH
值有关的常数，可以用来衡量不同酸碱度条件下龙
须眼子菜对铅的亲和力。pH 值为 3 时的吸附等温
线是相关性极好的直线，这说明 pH 值为 3 时，在
铅浓度﹤200 µmol·L-1的溶液中，龙须眼子菜对铅的
吸附没有达到饱和。铅在龙须眼子菜上的吸附随 pH
值升高而降低的现象表明铅的吸附与铅的溶解度
有关，铅在 pH 值较高的溶液中溶解度降低，产生
沉淀，因而不易被吸附。我们的结果与橡胶树树皮
[32]及废茶叶[34]对铅的吸附效果相反，这可能是材料
的差异造成的。
不同温度和 pH 值条件下，龙须眼子菜吸附溶
液中铅达到平衡时的吸附方程及吸附参数列于表
2，可以看出随温度升高 b值的变化没有明显规律，
但在 pH 4~7范围内随着 pH值升高 b值却有降低的
趋势，所以在其它条件一定时，b 值是与 pH 值有
关的参数。当 pH值为 3、铅浓度<200 µmol·L-1时，
龙须眼子菜对铅的吸附处于线性上升阶段。
龙须眼子菜对铅的吸附同样在 5 ~20℃ ℃范围
内随温度上升而上升。Fritioff等用水生植物 Elodea
canadensis 和 Potamogeton natans 的活体材料在 4
µmol·L-1 铅溶液中进行吸附试验，结果表明两种植
物对铅的吸附，在 5 ~20℃ ℃范围内，随温度上升
而上升，最大的铅吸附量分别达到 1 771、151
mg·kg-1, 他们对该现象的解释是：温度上升促进了
E. canadensis和 P. natans的生长，增加了吸附面积
表 2 不同温度下龙须眼子菜吸附铅的回归分析
Table 2 Regression results for isotherm for P. pectinatus
for lead under deferent temperature and pH value
元素 铅 回归方程 R2 可决系数
5 ℃ y = 69.593Ln(x) + 326.57 0.956 3
10 ℃ y = 115.71Ln(x) + 456.08 0.945 4
20 ℃ y = 241.5Ln(x) + 908.06 0.959 2
温度/℃
30 ℃ y = 88.103Ln(x) + 351.31 0.800 5
pH 3 y=895.09x + 533.99 0.983 2
pH 4 y = 817.33Ln(x) + 1429 0.970 6
pH 5 y = 232.96Ln(x) + 719.84 0.875 4
pH 6 y = 143.93Ln(x) + 372.99 0.698 8
pH值
pH 7 y = 123.61Ln(x) + 190.73 0.723 6

A B













图 2 不同温度(A)和 pH(B)值对龙须眼子菜吸附铅的影响
Fig. 2 Pb sorption equilibrum isotherms at different temperature (A) and pH values (B) onto P. pectinatus
(plant concentration = 4g·L-1): experimental results and model fiting
qe: 平衡时龙须眼子菜中铅的含量，Ce: 平衡时溶液中铅的浓度
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
0 5 10 15 20
Ce / (mg . L-1)
q e
/
(m
g
. k
g-
1 )
5℃ 10℃ 20℃ 30℃
0
2000
4000
6000
8000
0 10 20 30
Ce / (mg . L
-1)
pH3 pH4 pH5 pH6 pH7
20 生态环境 第 17卷第 1期（2008年 1月）
从而导致吸附量增加[26]。但这不能解释不同温度下
E. canadensis的生物量没有差异的现象。也有研究
表明植物细胞间吸附金属离子随温度增加而增加，
是因为细胞壁结合位点与溶液中金属离子之间的
平衡发生了改变[30, 37]。
2.3 盐度对龙须眼子菜吸附镉、铅的影响
图 3显示了水的盐度对龙须眼子菜吸附镉、铅
的影响。可以看出，在盐度为 0.5~10 g·L-1范围内随
着盐度的增加，龙须眼子菜对镉的吸附有减少的趋
势。而盐度为 1 g·L-1时，龙须眼子菜对镉的吸附是
增加的，这可能是因为镉在龙须眼子菜表面形成了
配位离子，配位离子的电荷符号发生变化，这样便
有利于吸附剂的吸附，但随着盐度增加，配位离子
的电荷被中和，竞争关系加强，所以镉的吸附就减
弱了。金属离子在细胞壁上的竞争吸附现象[26, 38]，
也可能是因为盐度的增加促进金属离子形成氯化
物从而降低了对金属离子的有效吸附[26, 39]。Greger
等研究了盐度对龙须眼子菜鲜样吸附镉的影响，其
结果与本研究结果相似[40]。本研究中，龙须眼子菜
对铅的吸附是随盐度增加而增加的，原因可能是铅
离子在吸附剂表面形成沉淀，产生了沉积作用，有
待进一步验证。Förstner 的研究也表明盐度对植物
吸附铅和镉的影响是不同的[39]。
龙须眼子菜对镉离子的吸附随盐度增加而减
少，可能是因为钠离子与金属离子之间在细胞膜、
3 结论
不同温度、酸碱度下的吸附平衡试验表明，龙
须眼子菜对镉的吸附符合 Langmuir 模型，而对铅
的吸附符合 Froundlich模型。20 ℃时龙须眼子菜对
镉、铅的吸附最强。龙须眼子菜对镉的吸附随着 pH
值由 3到 7的增加而增加，而对铅的吸附则是随着
pH 值增加而减少。在浓度<200 µmol·L-1时，温度
和 pH 值对龙须眼子菜吸附镉没有显著影响，但显
著影响龙须眼子菜对铅的吸附。在 0.5-10 g·L-1盐度
范围内，随着盐度的增加，龙须眼子菜对镉的吸附
有减少的趋势，而对铅的吸附有增加的趋势。龙须
眼子菜广布于欧亚大陆、北美及澳洲，四季常青，
对温度、酸碱度、盐度适应范围较大，本研究表明
龙须眼子菜能有效去除水体中的镉、铅，可以作为
生物吸附剂用于含镉、含铅废水的处理。

参考文献：
[1] KATERINA D, BRIAN, F. 12th Inthemational Biodeterioration &
Biodegradation Symposium (Biosorption and Bioremediation ) [C]Ⅲ .
International Biodeterioration and Biodegradation. 2004, 53(4):
195-283.
[2] 汤岳琴,林军,王建华. 生物吸附研究进展[J]. 四川环境, 2001, 20(2):
12-17.
Tang Yuequn, Lin Jun, Wang Jianhua. Research Progress of Biosorp-
tion [J]. Sichuan Environment, 2001, 20(2): 12-17.
[3] 叶锦韶，伊华，彭辉, 等. 重金属的生物吸附研究进展[J]. 城市环
境与城市生态, 2001, 14(3): 30-32.
Ye Jinshao,Yin Hua,Peng Hui,et al. Study 0n Biosorption of Heavy
Metals[J].Urban Environment and ＆ Urban Ecology, 2001, 14(3):
30-32.
[4] 夏立江等，华骆，李向东. 重金属污染生物修复机制及研究进展[J].
核农学报, 1998, 12(1): 59-64.
Xia Lijiang,Hua Luo,Li Xiangdong.The Mechanism of Bioremediation
on Heavy Metal Pollution and its Research Development[J]. Journal of
Nuclear Agricultural Science, 1998, 12(1): 59-64.
[5] MARTINS R J E, PARDO R, BOAVENTURA R A R. Cadmium ( ) Ⅱ
and zinc ( ) adsorption by the aquatic moss Ⅱ Fontinalis antipyretica :
effect of temperature, pH and water hardness[J]. Water Research. 2004,
38: 693-699.
[6] FRY J C, GADD, G M, HERBERT R A. Microbial control of pollution.
In: Forty-eighth Symposium of the Society for Microbiology[M].
University of Cardiff. Cambridge: Cambridge University Press.1992,
59-89.
[7] NORRIS P R, KELLY D P. Accumulation of metals by bacteria and
yeasts [J]. Developments in Industrial Microbiology. 1979, 20: 299.
[8] VASCONCELOS L A T, BEÇA C G G. Adsorption equilibra between
pine bark and several ions in aqueous solution, Cd (II),Cr (III) and H+
A B











图 3 盐度对龙须眼子菜吸附镉(A)、铅(B)的影响
Fig. 3 Cd (A) and Pb (A) sorption equilibrum isotherms at different salinity onto P. pectinatus (plant concentration = 4 g L-1; T =25 ; pH =5.5)℃

0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
0 2 4 6 8 10 12
盐度/( g . L-1 )
Salinity /( g . L-1 )
植
物
吸
附
Cd
的
量
/(m
g
. k
g-1
)
Cd
ad
so
rp
tio
n/
(m
g
. k
g-1
)
0
500
1000
1500
2000
2500
0 2 4 6 8 10 12
盐度/( g . L-1)
Salinity /( g . L-1)
植
物
吸
附
Pb
的
量
/(m
g
. k
g -
1 )
Pb
a
ds
or
pt
io
n
/ (
m
g
.k
g -
1 ) 5μmol · L-1
10μmol · L-1
20μmol · L-1
50μmol · L-1
100μmol · L-1
200μmol · L-1
彭克俭等：温度、pH值及盐度对龙须眼子菜吸附镉、铅的影响 21
[J]. European Water Pollution Control, 1993, 3 (6): 29-39.
[9] VOLESKY B. Advances in biosorption of metals: selection of biomass
types [J]. FEMS Microbiology Reviews, 1994, 14: 291-302.
[10] MARSHALL W E, CHAMPAGNE E T. Agricultural by-products as
adsorbents for metal ions in laboratory prepared solutions and in
manufanturing wastewater [J]. Journal of Environnental Science and
Heath Part A: Environmental Science and Engineering & Toxic and
Hazardous Substance Control, 1995, 30(2): 241-261.
[11] MATHEICKAL J T, Yu Q. Biosorption of lead from aqueous solutions
by marine algae Ecklonia Rdiata [J]. Water Science and Technology,
1996, 34: 1-7.
[12] HO Y S, WASE J, FORSTER C F. Batch nickel removal from aqueous
solution by Sphagnum moss peat[J]. Water Research, 1995,299(5):
1327-1332.
[13] AL-ASHEH S, DUVNJAK Z. Adsorption of metal ions by moss. Ad-
vances in Environmental Research, 1997, 1(2): 1997.
[14] 常秀莲，王文华，温少红. 生物吸附剂—虾壳吸附镉( )Ⅱ 的实验研
究[J]. 离子交换与吸附, 2002, 18 (3): 241-248.
Chang Xiulian, Wang Wenhua, Wen Shaohong. Investigation of Cad-
mium ( ) Ⅱ Biosorption on Shrimp Shell. Ion Exchange and Adsorption,
2002, 18 (3): 241-248.
[15] HORSFALL M J, ABIA A A, SPIFF A I. Kinetic studies on the adsorp-
tion of Cd2+, Cu2+ and Zn2+ ions from aqueous solutions by cassava
(Manihot sculenta Cranz) tuber bark waste. Bioresource Technology,
2006, 97: 283-291.
[16] REDDY K R, DE BUSK W F. Nutrient removal potential of selected
aquatic macrophytes[J]. Journal of Environmental Quality, 1985, 14:
459-462.
[17] HO YS, MCKAY G. The kinetics of sorption of divalent metal ions
onto Sphagnum moss peat[J]. Water Research, 2000, 34 (3): 735-742.
[18] MARTINS R J E, BOAVENTURA R A R. Uptake and release of zinc
by aquatic bryophytes (Fontinalis antipyretica L. ex. Hedw.) [J]. Water
Research, 2002, 36 (20): 5005-5012.
[19] Peng Kejian, Luo Chunling, Lou Laiqing, et al. 2007. Bioaccumulation
of heavy metals by the aquatic plants Potamogeton pectinatus L. and
Potamogeton malaianus Miq. and their potential use for contamination
indicators and in wastewater treatment. Science of the Total Environ-
ment. 2008, 392: 22-29.
[20] 彭克俭,秦春,游武欣,等.沉水植物龙须眼子菜（Potamogeton pecti-
natus）对镉、铅的吸附特性[J].生态环境,2007,16(6): 1654-1659.
Peng Kejian, Qin Chun, You Wuxin, et al. Cd ( ) and Pb ( ) adsorⅡ Ⅱ p-
tion properties of a submerged aquatic plant (Potamogeton pectina-
tus)[J]. Ecology and Environment, 2007，16(6): 1654-1659.
[21] MOUVET C. Accumulation of chromium and copper by the aquatic
moss Fontinalis antipyretica L. ex. Hedw. Transplanted in a
metal-contaminated rive[J]. Environmental Technology Letters, 1984,
5: 541-548.
[22] MOUVET C. The use of aquatic bryophytes to monitor heavy metal
pollution of freshwaters as illustrated by case studies [J]. Verh Interna-
tion Verein Limnology, 1985, 22: 2420-2425.
[23] KELLY M G, GIRTON C, WHITTON B A. Use of moss-bags for
monitoring heavy metals in rivers[J]. Water Research, 1987, 21(11):
1429-1435.
[24] GONÇALVES E P R, BOAVENTURA R A R. Uptake and release
kinetics of copper by the aquatic moss Fontinalis antipyretica[J]. Wa-
ter Research, 1998, 32 (4): 1305-1313.
[25] GONÇALVES E P R, SOARES H M V M., BOAVENTURA R A R, et
al. Seasonal variations of heavy metals in sediments and aquatic
mosses from the Cávado river basin (Portugal) [J]. Science of Total
Environment, 1994, 142: 143-156.
[26] FRITIOFF Å, KAUTSKY L, GREGER M. Influence of temperature
and salinity on heavy metal uptake by submersed plants[J]. Environ-
ment Pollution, 2005, 133: 265-274.
[27] KESKINKAN O, GOKSU M Z L,BASIBUYUK M, et al. Heavy metal
adsorption properties of a submerged aquatic plant (Ceratophyllum
demersum)[J].Bioresearch Technology,2004,92: 197-200.
[28] KESKINKAN O, GOKSU M Z L, YUCEER A, et al. Heavy metal
adsorption characteristics of a submerged aquatic plant (Myriophyllum
spicatum) [J]. Process Biochemistry, 2003, 39: 179-183.
[29] BECKETT R P,BROWN,D H.The control of cadmium uptake in the
lichens genus Peltiger[J].Journal of Experiment Botany, 1984,35 (9):
77-87.
[30] MAUTOSE P J, BECKETT R P. A preliminary study of the factors
affecting the kinetics of cadmium uptake by the liverwort Dumortiera
hirsute [J]. South Africa. Journal Botany. 1996, 62 (6): 332-336.
[31] SCHNEIDER I A H, RUBIO J, SMITH R W. Biosorption of heavy
metals onto plant biomass:exchange adsorption or surface precipita-
tion?[J] Internationanal Journal of Mineral Processing. 2001, 62:
111-120.
[32] KUMAR P P, DARA S S. Modified barks for scavenging toxic heavy
metal ions[J]. Journal of Environmental Health. 1980, 22 (3): 196-202.
[33] GARCIA M A F, UTRILLA J R, GORRDILLO, J R. Adsorption of
zinc, cadmium and coper on activated carbon obtained from agricul-
tural by-products [J]. Carbon, 1988, 26 (3): 363-373.
[34] SINGH D K, TIWARI D P, SALSENA D N. Removal of lead from
aqueous solutions by chemically treated used tea leaves [J]. Indian
Journal of Environment, 1993, 35 (3): 169-177.
[35] VILLAESCUSA I, MARTINEZ M, MIRALLES N. Heavy metal up-
take from aqueous solution by cork and yohimbe bark wastes[J]. Jour-
nal of Chemical Technology and Biotechnology,2000,75: 812-816.
[36] DEMIREZEN D, AKSOY A. Accumulation of heavy metals in Tyha
angustifolia (L.) and Potamogeton pectinatus (L.) living in Sultan
Marsh (Kayseri, Turkey) [J]. Chemosphere, 2004, 56: 685-696.
[37] GONZALEZ-DAVILA M, SANTANA-CASIANO J M, PEREZ-PENA
J, et al. The binding of Cu (II) to the surface and exudates of the alga
Dunaliella tertiolecta in seawater [J]. Environment Science Technol-
ogy. 1995, 29(2): 289-301.
[38] NORAHO N, GAUR J P. Effect of cations, including heavy metals, on
cadmium uptake by Lemna polyrhiza L. [J]. Biometals, 1995, 8: 95-98.
[39] FÖRSTNER U. Metal transfer between solid and aqueous phyases.In:
Förstner, U., Wittman, G.T.W. (Eds.), Metal Pollution in the Aquatic
Environment[M]. Springer-Verlag, Berlin, 1979, 197-270.
[40] GREGER M, KAUTSKY L, SANDBERG T. A tentative model of Cd
uptake in Potamogeton pectinatus in relation to salinity [J]. Environ-
mental Experiment Botany, 1995, 35: 215-225.



22 生态环境 第 17卷第 1期（2008年 1月）

Influence of temperature, pH value and salinity on cadmium ( ) and lead( ) Ⅱ Ⅱ
adsorption by Potamogeton pectinatus

Peng Kejian1, 2, Gao lu1, You Wuxin1, Shen Zhenguo1*
1. College of Life Sciences, Nanjing Agricultural University, Nanjing 210095, China;
2. Hunan Research Academy of Environmental Sciences, Changsha 410004, China

Abstract: The adsorption of Cadmium ( )Ⅱ and lead( ) ions onto dried Ⅱ Potamogeton pectinatus, a submerged aquatic plant, was
studied under different values of temperature, intitial pH and salinity. The equilibrium was well described by Langmuir model for
cadmium ( ) and Ⅱ Froundlich model for lead ( )Ⅱ . Compared with the condition of 5 , 10℃ and 30℃ , the maximum adsorption ℃
of Cd and Pb was determined at 20 . With the pH value ranged from 3 to 7, Cd adsorption increased and Pb decreased in ℃ P. pecti-
natus. Inversely, as salinity increases from 0.5 g·L-1 to 10 g·L-1, the adsorption of Cd decreased and Pb increased in P. pectinatus. P.
pectinatus can adsorb large amount of Cadmium ( ) and leadⅡ ( ) ions and is of wide adaptability for temperature, pH value and Ⅱ
salinity. So it can be used as a biosorbent for purification of the metal-bearing wastewater.
Key words: Potamogeton pectinatus; cadmium; lead; adsorption; temperature; pH value