利用水葫芦根系作为生物吸附剂去除水溶液中的Cu(Ⅱ), Cd(Ⅱ),和Cr(Ⅵ)污染。氮气吸附／脱附等温线分析显示,水葫芦根系具有相对较小的比表面积,仅有4.5 m2 g-1。水葫芦根系表面在零电荷点时的pH值为6.6,接近中性。分别含有Cu(Ⅱ), Cd(Ⅱ),和Cr(Ⅵ)的单金属系统生物吸附研究显示,水葫芦根系作为生物吸附剂对Cu(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)离子具有较高的吸附能力,分别为22.7和27.6 mg g-1,但是对Cr(Ⅵ)的吸附能力非常有限。吸附平衡等温线数据可以通过Langmuir和Freundlich模型拟合,结果显示Langmuir模型对Cu(Ⅱ)的生物吸附实验数据拟合效果比Freundlich模型更好,对Cd(Ⅱ)的生物吸附数据,两种模型都能提供很好的拟合结果,拟合参数显示水葫芦根系对Cu(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)两种离子具有很高的亲和力和吸附能力。准二级动力学模型揭示了水葫芦根系对Cu(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)具有较快的生物吸附速率,并随着温度的增加而增加,这也暗示了水葫芦根系对这两种离子的吸附过程是典型的吸热过程,这也和热力学计算结果相一致。水葫芦根系吸附剂对Cu(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的吸附活化能通过计算分别为28.35和23.45 kJ mol-1,根据文献报道,这两个值都属于化学吸附范围内,所以吸附过程主要是化学过程,这也与SBET测定结果相一致。溶液pH值可以严重影响吸附过程。利用水葫芦根系分别去除Cu(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的过程中,发现了溶液pH的减小和根系表面钙离子的释放现象,这也暗示了吸附过程中存在离子交换的机理。通过X-射线光电子能谱分析,发现吸附前后氧的相对浓度变化以及碳和氧结合能的偏移,说明了Cu(Ⅱ)与吸附剂表面形成了复合物,这也与红外光谱分析中发现的-OH和C=O振动峰发生偏移相一致。本研究暗示离子交换和复合物的形成是水葫芦根系作为生物吸附剂吸附去除Cu(Ⅱ)和Cd(Ⅱ)的主要机理。在二元金属系统下,分别研究了水葫芦根系在Cd(Ⅱ)-Cu(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)Cu(Ⅱ)两种系统下的吸附过程。虽然水葫芦根系对但系统中的镉和铜两种金属都具有较高的吸附能力,但在两者混合系统中,发现Cu(Ⅱ)的存在强烈的抑制了根系对Cd(Ⅱ)的生物吸附过程。吸附过程中轻离子如Ca2+,Ma2+,K+和H+的释放也证明了二元金属系统生物吸附过程中离子交换的机理存在,但释放量的差异也说明了两种金属在根系表面具有不同的结合活性位点。通过XPS分析揭示与吸附剂表面的氨基和含氧官能团的螯合作用对生物吸附Cd(Ⅱ)和Cu(Ⅱ)具有较大贡献。被Cd(Ⅱ)占据的吸附位点可以被铜离子轻松取代,这也证实了水葫芦根系作为生物吸附剂对铜离子具有更强的亲和力。当反应体系温度增加时,根系吸附剂对Cd(Ⅱ)的吸附速率常数增加的倍数增加的更显著,这主要是由于根系吸附Cd(Ⅱ)的活化能比吸附Cu(Ⅱ)的活化能更大(28.35对23.45 kJ mol-1),这在某种程度上可以削减Cu(Ⅱ)存在对Cd(Ⅱ)吸附的影响。然而,水葫芦根系对Cu(Ⅱ)具有的更强的亲和力最终还是强烈的抑制了对Cd(Ⅱ)的吸附。而且对铜离子的吸附不仅可以发生在原根系上,而且可以发生在吸附Cd(Ⅱ)后的水葫芦根系上。本研究也为应用活体水葫芦修复含有镉离子污染的废水提供理论指导,如果溶液中存在铜离子,必须考虑铜离子在修复镉污染时的显著抑制作用。对比与Cd(Ⅱ)-Cu(Ⅱ)的两种阳离子组成的反应系统,本研究也探索了生物吸附在Cr(Ⅱ)-Cu(Ⅱ)体系中的吸附影响,发现Cu(Ⅱ)的存在对水葫芦根系吸附Cr(Ⅵ)具有协同作用,大大增加了Cr(Ⅵ)的去除量,而且并没有减少对Cu(Ⅱ)的去除量。另外,这种协同效应会随着温度的增加变得更强烈,导致大大提高了水葫芦根系对六价铬的吸附速率。吸附重金属前后的水葫芦根系进行XPS分析,N1s和O1s的高分辨图谱显示了显著差别。金属的吸附产生了结合能的显著偏移,这可能是由于溶液中的铬酸氢根与根系吸附剂表面的质子化的氨基官能团发生静电吸引的作用所引起的。在Cr(Ⅵ)单系统中,由于Cr(Ⅵ)的氧化,羧基官能团上C-O相对应的峰消失,氨基官能团的增加引起了质子化的氨基官能团的下降。在Cu(Ⅱ)存在时,氨基和羧基官能团被铜离子的快速结合阻碍了胺基向氨基官能团的转化,也同时阻碍了羧基官能团被Cr(Ⅵ)的还原过程,这些也促进了六价铬直接通过静电吸引而去除。