張林，魏書(shū)奇，畢馥漩，任哲儀，曹博，張穎，曲建華

（東北農(nóng)業(yè)大學(xué)，哈爾濱150010）

鉛（Pb）作為常見(jiàn)的重金屬之一，能夠通過(guò)農(nóng)藥化肥的施用、采礦、垃圾焚燒、工業(yè)廢物處置不當(dāng)及污水灌溉等途徑進(jìn)入土壤中，造成嚴(yán)重的土壤Pb 污染[1-2]。同時(shí)，重金屬Pb 具有普遍性、長(zhǎng)期性、不可逆性以及難以降解等特征，易在土壤中累積[3]，導(dǎo)致污染土壤中的植物通過(guò)根系將Pb 轉(zhuǎn)運(yùn)到體內(nèi)，抑制作物生長(zhǎng)發(fā)育，降低作物的生物量和產(chǎn)量[4]。另一方面，Pb 可通過(guò)食物鏈的富集作用在人體累積，進(jìn)而損害人體的神經(jīng)、消化和生殖系統(tǒng)[5]，特別是嚴(yán)重影響兒童的智力發(fā)育。

已有研究表明，修復(fù)土壤重金屬污染的技術(shù)主要包括固化穩(wěn)定化技術(shù)、生物修復(fù)技術(shù)以及化學(xué)穩(wěn)定技術(shù)等[6-7]。其中，生物修復(fù)技術(shù)因其操作簡(jiǎn)便、成本低、無(wú)二次污染，受到了學(xué)者的廣泛關(guān)注[8]。在各類應(yīng)用于土壤重金屬修復(fù)的微生物中，溶磷菌（PSB）作為一種功能性菌株，可分泌有機(jī)酸和酸性磷酸酶溶解土壤中不溶性磷酸鹽，通過(guò)生物礦化作用使磷酸鹽與Pb 形成穩(wěn)定的磷鉛礦[Pb5（PO4）3OH 和Pb5（PO4）3Cl] ，從而鈍化土壤中的Pb[9]。然而，由于土壤環(huán)境的復(fù)雜性及污染環(huán)境的惡劣性，PSB 往往會(huì)受到高濃度污染物的毒害作用，且與土著菌群存在競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，導(dǎo)致PSB 活性下降及修復(fù)效率低下等問(wèn)題。為解決上述問(wèn)題，可以通過(guò)微生物固定化技術(shù)將PSB固定在天然基質(zhì)（如硅藻土和活性污泥）或合成聚合物基質(zhì)（如丙烯酰胺）等載體材料上，提高PSB 的活性及對(duì)較高濃度Pb 的耐受性[10-12]。相較于其他載體材料，骨炭（BC）是一種動(dòng)物骨骼在無(wú)氧條件下熱解制備的富炭/磷產(chǎn)物，其具有發(fā)達(dá)的孔隙結(jié)構(gòu)、豐富的表面官能團(tuán)，可作為游離PSB 的理想載體材料。此外，BC 不僅可以提高PSB 抗毒性和耐受力，還可以為PSB 提供適宜的生存環(huán)境。同時(shí)，PSB也可以從富含磷酸鹽的BC中溶解釋放磷酸鹽，有效地增強(qiáng)Pb 的吸附和生物礦化[11]。然而，作為固定化基質(zhì)，BC對(duì)Pb的吸附能力有限，無(wú)法完全緩解Pb 對(duì)PSB 的毒性抑制。因此，有必要設(shè)計(jì)一種多功能固定化基質(zhì)增強(qiáng)PSB 對(duì)Pb 的生物礦化。

當(dāng)前，工程納米材料可以有效地防止重金屬進(jìn)入更深的土壤層和地下水，具有很好的應(yīng)用前景[13]。納米硫化亞鐵（FeS）及其復(fù)合材料具有較大的比表面積以及優(yōu)異的吸附能力，可提供Fe2+和S2-通過(guò)離子交換、沉淀等方式鈍化重金屬[14]。然而，納米顆粒容易發(fā)生團(tuán)聚，且易與周圍的介質(zhì)發(fā)生反應(yīng)，使其在土壤中的反應(yīng)活性快速下降，阻礙了該技術(shù)的進(jìn)一步發(fā)展應(yīng)用。羧甲基纖維素（CMC）是一種從纖維素中提取的無(wú)毒、低成本的多糖，可以作為穩(wěn)定化劑有效防止納米顆粒團(tuán)聚，從而提高納米顆粒的穩(wěn)定性[15]。此外，納米材料能夠通過(guò)固定化作用快速降低重金屬的生物有效性和遷移性，為PSB長(zhǎng)期修復(fù)提供適宜的生長(zhǎng)條件[16]。因此，本研究基于化學(xué)-生物聯(lián)合修復(fù)理念，采用BC 為載體材料，同時(shí)負(fù)載CMC 穩(wěn)定化的FeS以及PSB，制備硫化亞鐵功能化生物炭耦合解磷菌材料，通過(guò)表征綜合評(píng)價(jià)其化學(xué)特征和表面形貌并考察不同因素對(duì)復(fù)合材料磷溶能力的影響，以探討復(fù)合材料對(duì)鉛污染土壤的修復(fù)效果，揭示其鈍化Pb（Ⅱ）的機(jī)制。

1 材料與方法

1.1 供試土壤、菌株及材料

供試土壤采自黑龍江省哈爾濱市周邊未污染農(nóng)田的表層土壤（0～20 cm），土壤類型為暗棕壤，土壤pH 值、有機(jī)質(zhì)、全氮、堿解氮、有效磷、速效鉀、可溶性有機(jī)碳含量分別為6.94、10.16 g·kg-1、1.62 g·kg-1、135.60 mg·kg-1、40.53 mg·kg-1、24.07 mg·kg-1、234.70 mg·kg-1，土壤中Pb 含量為5.22 mg·kg-1。將采集到的土壤去除植物殘枝、石塊等并在室內(nèi)晾干、研磨、過(guò)20 目篩。通過(guò)外源添加5 L 用Pb（NO3）2配制的1 g·L-1Pb（Ⅱ）溶液到10 kg 土壤中，混合均勻后，在室溫條件下老化30 d，土壤Pb 含量為525 mg·kg-1，用于后續(xù)實(shí)驗(yàn)。

生物炭的基質(zhì)材料牛骨購(gòu)于黑龍江省哈爾濱市。將牛骨用去離子水清洗干凈，在85 ℃烘箱中烘干、研磨、過(guò)100目篩，用于后續(xù)骨炭的燒制。

實(shí)驗(yàn)采用的菌株是PSB（Enterobactersp.），來(lái)自于中國(guó)普通微生物菌種保藏中心（CGMCC 1.1733.）。

1.2 CMC-FeS-骨炭耦合解磷菌的制備

功能化菌劑的制備包括：（1）將牛骨粉裝入瓷舟中，在管式爐中N2氛圍下以10 ℃·min-1升溫到500 ℃并熱解2 h，獲得樣品命名為骨炭（BC）；（2）在N2流通的條件下，將2.61 g 的FeSO4·7H2O 放入裝有250 mL去離子水的密封三角瓶中，在磁力攪拌下充分溶解，并將16.5 mL 濃度為5%（g∶mL）的CMC 溶液（稱取5.52 g 的羧甲基纖維素鈉溶于100 mL 水中）加入其中，反應(yīng)0.5 h 形成CMC-Fe 配合物[17]，隨后再添加0.825 g BC 和13.5 mL 16.7%（g∶mL）Na2S·9H2O 溶液于反應(yīng)體系中繼續(xù)反應(yīng)0.5 h，獲得的樣品在冷凍干燥機(jī)中干燥24 h，通過(guò)計(jì)算CMC∶FeS∶BC 的質(zhì)量比為1∶1∶1，材料命名為CFB1。此外通過(guò)改變CMC、FeS及BC 投加量，還制備了相應(yīng)CMC∶FeS∶BC 的質(zhì)量比為0.2∶0.2∶1、0.5∶0.5∶1 及1.5∶1.5∶1 的CFB0.2、CFB0.5和CFB1.5的材料，通過(guò)測(cè)定材料對(duì)于Pb 的固定化效果，在Pb（Ⅱ）濃度為200 mg·L-1，CFB0.2、CFB0.5、CFB1、CFB1.5投加量為0.5 g·L-1的條件下對(duì)于Pb（Ⅱ）固定效率分別為31.94%，49.82%、54.78%、55.82%，可以發(fā)現(xiàn)隨著CMC∶FeS∶BC比例的逐漸升高，CFB對(duì)于Pb（Ⅱ）固定化效率逐漸升高。并且在CFB1、CFB1.5處理下Pb（Ⅱ）固定化效率相當(dāng)，同時(shí)考慮材料相應(yīng)的制備成本，CFB1最終被確定為進(jìn)一步耦合PSB 的支撐材料；（3）在30 ℃下，將PSB 置于LB 培養(yǎng)基中培養(yǎng)7 h（PSB 達(dá)到對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期），菌懸液通過(guò)離心去除LB 培養(yǎng)基且菌體重新懸浮在0.9%的NaCl 溶液中并調(diào)節(jié)菌懸液OD600≈1.0，隨后將CFB1∶PSB 懸浮液以1∶20（g∶mL）比例投加到三角瓶中，在恒溫?fù)u床中150 r·min-1下固定化5 h，所獲得樣品放入冷凍干燥機(jī)中干燥48 h，合成功能化菌劑CFB1-P。

1.3 功能化菌劑溶磷能力及Pb鈍化效果研究

（1）CFB1-P的溶磷能力。分別稱取5.0 g Ca3（PO4）2、0.3 g MgSO4·7H2O、0.03 g MnSO4·H2O、0.03 g FeSO4·7H2O、0.3 g KCl、0.3 g NaCl、0.5 g（NH4）2SO4和10 g C6H12O6溶解在1 L去離子水中，配制0.5%的磷酸鈣液體培養(yǎng)基。在含有磷酸鈣培養(yǎng)基（50 mL）的100 mL錐形燒瓶中，探究不同溫度（10～30 ℃）、CFB1-P 投加量（0.03～0.07 g）、培養(yǎng)時(shí)間（0～48 h）和Pb（Ⅱ）濃度（20～200 mg·L-1）對(duì)于CFB1-P 溶磷性能的影響，每個(gè)處理設(shè)置3 組平行，并在恒溫?fù)u床中培養(yǎng)48 h，離心后測(cè)定上清液中可溶性磷酸鹽的濃度。

（2）水相中CFB1-P 固定化Pb 效果。將CFB1-P投加到含有200 mg·L-1Pb（Ⅱ）的LB液體培養(yǎng)基中于0.5～48 h 的不同時(shí)間點(diǎn)取樣進(jìn)行動(dòng)力學(xué)研究，以及在不同的實(shí)驗(yàn)溫度（5～30 ℃）和Pb（Ⅱ）濃度（10～400 g·L-1）下進(jìn)行等溫吸附研究。

（3）CFB1-P 對(duì)于土壤中Pb 鈍化效果。設(shè)置6 個(gè)處理組，包括CK、PSB、BC、BC-P、CFB1及CFB1-P 組，每個(gè)處理3 組平行。將Pb 污染土壤裝于底部有孔的塑料花盆（直徑為16.5 cm、高為10 cm）中，每盆約裝600 g 土壤，保持土壤含水率為40%，投加材料為1%（材料質(zhì)量∶干土壤質(zhì)量），每盆播種6 粒黃瓜種子，密度適當(dāng)。待出苗后，保留長(zhǎng)勢(shì)均勻的植株4 株。盆栽實(shí)驗(yàn)每日澆水兩次，即早晚各一次，以保持種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)所需的充足水分。并在25 ℃條件下修復(fù)30 d，分別在第1、3、5、7、10、20 天及第30 天取樣，土壤樣品在室溫條件下晾干、研磨并過(guò)100 目篩。通過(guò)二乙基三胺五乙酸（DTPA）提取劑萃取土壤中Pb，即稱量5 g土壤樣品，加入到含有25 mL DTPA 提取劑的50 mL 離心管中，在25 ℃，200 r·min-1的水浴搖床中振蕩2 h 后，通過(guò)TCLP 提取劑萃取土壤中Pb，即稱量2 g土壤樣品，加入到含有40 mL pH=2.88的醋酸溶液的50 mL 離心管中，在25 ℃，200 r·min-1的水浴搖床中振蕩18 h 后，以5 000 r·min-1離心10 min 并過(guò)0.45μm水系濾膜，并用火焰分光光度計(jì)測(cè)定Pb含量。

（4）不同處理下黃瓜生理生化指標(biāo)。將不同處理組種植30 d后的黃瓜幼苗從土壤中分離出來(lái)，用去離子水仔細(xì)清洗植株的地上部分和根部，沖洗干凈后用濾紙擦干水分。立即用分析天平和直尺測(cè)定植物的鮮質(zhì)量、株高和根長(zhǎng)。此外，對(duì)黃瓜幼苗進(jìn)行消解，稱取2.0 g 粉碎的植物樣品于坩堝中，加入10 mL 濃硝酸，搖勻后，加3 mL 60%高氯酸，置于電熱板上，在通風(fēng)廚低溫加熱至微沸（140～160 ℃），待棕色氮氧化物基本排出后，升高溫度繼續(xù)加熱消化產(chǎn)生濃白煙揮發(fā)大部分高氯酸，坩堝中呈灰白色糊狀，取下冷卻，用去離子水過(guò)濾定容于50 mL 容量瓶中，利用電感耦合原子發(fā)射光譜儀（Atomic Emission Spectrometer，ICPAES）測(cè)定溶液中Pb濃度。

1.4 CFB1-P的表征

為進(jìn)一步探究功能化菌劑微觀特性，本文采用以下幾種表征手段。（1）掃描電鏡（SEM）用于探究功能化菌劑的微觀形貌特征；（2）傅里葉紅外光譜（FTIR）用于測(cè)定功能化菌劑表面官能團(tuán)的種類；（3）X 射線衍射儀（XRD）用于分析功能化菌劑表面晶體結(jié)構(gòu)及組成變化。

1.5 數(shù)據(jù)處理

吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)采用擬一級(jí)、擬二級(jí)及Avrami動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行擬合：

式中：qt和qe分別為t時(shí)刻的吸附量和平衡時(shí)的吸附量，mg·kg-1；k1為擬一級(jí)動(dòng)力學(xué)常數(shù)，min-1；k2為擬二級(jí)動(dòng)力學(xué)常數(shù)，g·mg-1·h-1；k3為Avrami 分?jǐn)?shù)模型吸附速率參數(shù)，h-1。

等溫吸附試驗(yàn)用Langmuir、Freundlich 和Sips 等溫吸附模型進(jìn)行擬合，模型如下：

式中：qmax為CFB1-P 估計(jì)吸附污染物的最大量（mg·g-1）；KL、KF和nF分別為L(zhǎng)angmuir 平衡常數(shù)（L·mg-1）、Freundlich 吸附系數(shù)（mg·g-1）（L·mg-1）1/n和指數(shù)；KS（L·g-1）和nS是Sips模型相應(yīng)的恒定異質(zhì)性因子。

采用SPSS 26.0 軟件進(jìn)行方差分析（顯著性差異水平設(shè)置為0.05）。實(shí)驗(yàn)中數(shù)據(jù)處理以及圖表繪制采用Origin 2018、Photoshop 2019和Jade 6.0進(jìn)行處理。

2 結(jié)果與討論

2.1 材料表征分析

通過(guò)掃描電鏡觀察BC、CFB1、PSB 及CFB1-P 的表面形貌。如圖1a 所示，BC 表面具有一定的褶皺結(jié)構(gòu)并含有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)，這是由于骨粉在厭氧條件下高溫?zé)峤馑拢瑫r(shí)這些多孔結(jié)構(gòu)也有利于CMCFeS 顆粒及PSB 的負(fù)載。如圖1b 所示，可以清晰地觀察到大量的顆粒物質(zhì)均勻的分散在BC 表面及孔隙中，BC 的加入可以有效地抑制FeS 顆粒的團(tuán)聚，增加其分散性，從而為Pb的固定化提供更多的活性位點(diǎn)。如圖1c 所示，在掃描電鏡下PSB 呈表面光滑，短棒狀形態(tài)。在圖1d 中同樣發(fā)現(xiàn)了短棒狀的PSB 分散或聚集在CFB1-P上，證實(shí)了功能菌劑的成功制備。

圖1 骨炭（a），CMC-FeS-骨炭（b），解磷菌（c）及功能化菌劑（d）的掃描電鏡圖Figure 1 SEM images of BC（a），CFB1（b），PSB（c）and CFB1-P（d）

圖2a 展示了BC、CFB1和CFB1-P 三種材料的FTIR 圖譜?？梢园l(fā)現(xiàn)，BC 在3 416、1 637、1 455 cm-1和1 031 cm-1處存在峰帶，分別與O—H、C—O 、和官能團(tuán)相一致[17-19]。此外，553 cm-1和602 cm-1處的峰帶代表官能團(tuán)中磷和氧的不對(duì)稱振動(dòng)[20-22]。在負(fù)載CMC-FeS 粒子后，CFB1的—OH 峰帶移至3 413 cm-1，這是由于CMC-FeS 與BC 表面分子間氫鍵作用所致。此外，和C—O 等峰帶在CFB1中也出現(xiàn)一定程度的偏移，表明BC 負(fù)載CMCFeS 顆粒過(guò)程中C—O、O—H、和官能團(tuán)扮演著關(guān)鍵作用。當(dāng)PSB 進(jìn)一步固定在CFB1上時(shí)，CFB1的多種官能團(tuán)（如C—O、和—OH）的伸縮振動(dòng)和強(qiáng)度都有所增加，表明C—O 、和—OH 等官能團(tuán)有利于PSB 固定在CFB1上。此外，在CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）后表面—OH 和官能團(tuán)伸縮振動(dòng)對(duì)應(yīng)的峰帶發(fā)生了位移，而C—O 伸縮振動(dòng)對(duì)應(yīng)的峰的強(qiáng)度降低，表明—OH 、及

C—O參與了Pb（Ⅱ）的固定化過(guò)程。CFB1-P中位于564cm-1處的峰帶也發(fā)生輕微偏移，表明基團(tuán)可能通過(guò)化學(xué)沉淀固定Pb。總的來(lái)說(shuō)，可以推測(cè)—OH、和C—O 是CFB1-P 鈍化Pb（Ⅱ）的主要官能團(tuán)。

圖2 b 展示了CFB1、CFB1-P 和CFB1-P 固定化Pb后三種材料的XRD圖譜。值得注意的是，可以在CFB1圖譜中觀察到40.04°、48.34°和61.70°處FeS所對(duì)應(yīng)的三個(gè)特征峰[23]。CFB1耦合PSB后，在CFB1-P上同樣也發(fā)現(xiàn)了FeS 特征峰，進(jìn)一步證明FeS 顆粒成功地負(fù)載在功能化菌劑上。在CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）后表面FeS 峰強(qiáng)度明顯降低，并在43.05°和84.79°處出現(xiàn)了兩個(gè)PbS 特征峰，表明FeS 通過(guò)化學(xué)沉淀固定Pb（Ⅱ）從而形成PbS 晶體結(jié)構(gòu)。此外，在其表面19.26°、38.7°和72.09°處所對(duì)應(yīng)Pb3（PO4）2和Pb3（CO3）2（OH）2的特征峰出現(xiàn)，以及在30.02°和31.90°處出現(xiàn)Pb5（PO4）3OH 晶體的特征峰，揭示CFB1-P 通過(guò)解磷菌的生物礦化及化學(xué)沉淀作用固定Pb（Ⅱ），并形成穩(wěn)定的化合物。

2.2 CFB1-P溶磷能力

溫度一般被認(rèn)為是影響微生物活性的重要環(huán)境因素之一。從圖3a中可以看出，PSB產(chǎn)生的可溶性磷酸鹽濃度隨著溫度的升高而升高。隨著溫度的升高，PSB 的代謝能力和生長(zhǎng)速率逐漸增強(qiáng)，從而分泌更多的有機(jī)酸和酸性磷酸酶促進(jìn)更多的磷酸鹽被溶解。與游離的PSB 相比，CFB1-P 的磷酸鹽溶出量較高，在30oC 下磷酸鹽溶出量從119.30 mg·L-1提升到137.67 mg·L-1，CFB1耦合PSB 后可以為PSB 提供豐富的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)（C、N、P 等），提高其穩(wěn)定性和活性，從而產(chǎn)生豐富的有機(jī)酸和磷酸酶溶解不溶性磷酸鹽。

此外，探究了Pb（Ⅱ）對(duì)CFB1-P 溶磷量的影響。如圖3b 所示，溶液中在沒(méi)有Pb（Ⅱ）條件下，隨著CFB1-P 投加量的增加（0.3～0.7 g·L-1），溶液中可溶性磷酸鹽含量逐漸下降（從137.6 mg·L-1下降到88.9 mg·L-1）。這可能是因?yàn)?，隨著CFB1-P 投加量的增加，BC 含量增加，從而增強(qiáng)了BC 對(duì)磷酸鹽的吸附。此外，隨著CFB1-P 投加量的增加，PSB 的數(shù)量逐漸增加，因而用于生命代謝活動(dòng)所需磷的含量也逐漸增加，從而導(dǎo)致溶液中可溶性磷酸鹽含量下降。然而在200 mg·L-1濃度的Pb（Ⅱ）污染條件下，可以發(fā)現(xiàn)溶液中可溶性磷酸鹽的含量較低，并隨著CFB1-P 用量的增加，可溶性磷酸鹽的含量逐漸增加。這是因?yàn)榇蟛糠挚扇芰姿猁}與Pb（Ⅱ）形成沉淀，并且Pb（Ⅱ）被功能化菌劑大量固定，減少了CFB1-P 表面活性位點(diǎn)數(shù)量，避免了CFB1-P 吸收溶液中剩余的少量可溶性磷酸鹽。

另一方面，培養(yǎng)時(shí)間也是影響CFB1-P 溶出可溶性磷酸鹽的關(guān)鍵因素。如圖3c 所示，在前5 h 的培養(yǎng)過(guò)程中，溶液中磷酸鹽含量處在極低的水平，這可能是由于PSB正處于生長(zhǎng)階段的適應(yīng)期，代謝活性及生長(zhǎng)并不旺盛，菌株生物量較低。然而，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)到24 h，溶液中可溶性磷酸鹽含量迅速增加并在48 h左右趨于平衡，這是由于PSB 在對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期代謝旺盛且生物量較高，因而能夠分泌更多的有機(jī)酸和酸性磷酸酶。此外，相較于PSB 處理（115.6 mg·L-1），CFB1-P 具有更高的溶磷能力，溶液中可溶性磷酸鹽的含量達(dá)到140 mg·L-1以上，這也證實(shí)了CFB1耦合PSB后能增強(qiáng)PSB的生物學(xué)功能。

如圖3d所示，初始Pb（Ⅱ）濃度對(duì)CFB1-P 溶磷能力具有較大的影響。可以看出，在Pb（Ⅱ）初始濃度為20～50 mg·L-1，隨著Pb（Ⅱ）濃度的增加，CFB1-P 中可溶性磷酸鹽的含量逐漸增加（68.6～73.6 mg·L-1），隨著Pb（Ⅱ）濃度進(jìn)一步增加到200 mg·L-1，溶液中可溶性磷酸鹽的含量呈下降趨勢(shì)。這可能是由于在較低Pb（Ⅱ）濃度條件下促進(jìn)PSB 的防御系統(tǒng)通過(guò)生物礦化作用降低環(huán)境對(duì)PSB的毒害作用，從而促進(jìn)可溶性磷酸鹽的溶出。隨著初始Pb（Ⅱ）濃度升高，較高濃度的Pb（Ⅱ）嚴(yán)重抑制PSB 活性，導(dǎo)致其代謝能力下降從而使可溶性磷酸鹽呈下降趨勢(shì)。此外，與游離PSB 相比，低濃度的Pb（Ⅱ）對(duì)CFB1-P 溶磷能力的影響較弱，這是由于CFB1為PSB 提供了庇護(hù)所，減少Pb（Ⅱ）對(duì)PSB的危害。

2.3 CFB1-P對(duì)Pb（Ⅱ）吸附動(dòng)力學(xué)

為了探究CFB1-P 對(duì)Pb（Ⅱ）的吸附效果隨時(shí)間變化的關(guān)系，本研究進(jìn)行了吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)，先后選擇了擬一級(jí)/二級(jí)模型和Avrami分?jǐn)?shù)階模型進(jìn)行數(shù)據(jù)擬合[24-26]，結(jié)果如圖4a 所示。CFB1-P 對(duì)Pb（Ⅱ）的吸附量在前0.5 h 急劇上升，占總吸附量的78.75%。這主要是由于CFB1-P 提供了大量的吸附位點(diǎn)，例如豐富的表面官能團(tuán)和較高反應(yīng)活性的FeS 納米粒子等，同時(shí)PSB 的生物礦化作用也進(jìn)一步提高CFB1-P 的固定化效果。然而隨著時(shí)間進(jìn)一步增加，由于吸附位點(diǎn)逐漸被Pb（Ⅱ）占據(jù)，使CFB1-P 對(duì)Pb（Ⅱ）的吸附速率逐漸降低，并且在約7 h達(dá)到平衡。

圖4 時(shí)間對(duì)CFB1-P固定化Pb的影響（a）以及CFB1-P固定化Pb2+的等溫線擬合結(jié)果（b）Figure 4 Time-dependent Pb（Ⅱ）immobilization on CFB1-P（a）and isotherm fitting results for Pb（Ⅱ）immobilization onto CFB1-P（b）

采用標(biāo)準(zhǔn)系數(shù)（R2）對(duì)各模型的適用性進(jìn)行評(píng)價(jià)，R2值越大，表明動(dòng)力學(xué)模型的適用性越好。結(jié)果顯示，相較于擬一級(jí)/二級(jí)模型（R2分別為0.969 2 和0.987 9），Avrami 分?jǐn)?shù)階模型具有較大的R2值（0.999 3），對(duì)于描述CFB1-P 固定Pb（Ⅱ）具有更好的適用性，表明Avrami分?jǐn)?shù)階模型能夠更好地?cái)M合動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)，揭示了CFB1-P固定Pb（Ⅱ）過(guò)程中存在多重動(dòng)力學(xué)[27-28]。

2.4 CFB1-P對(duì)Pb（Ⅱ）吸附等溫線

采用Langmuir、Freundlich 和Sips 模型對(duì)等溫線數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合[29-31]，結(jié)果見(jiàn)圖4b。在Pb（Ⅱ）濃度梯度的驅(qū)動(dòng)下，CFB1-P 對(duì)Pb（Ⅱ）的吸附量隨Pb（Ⅱ）濃度的升高而迅速增加。然而隨著Pb（Ⅱ）濃度的進(jìn)一步增加，大量的Pb（Ⅱ）使CFB1-P 有限的活化位點(diǎn)之間產(chǎn)生了激烈的競(jìng)爭(zhēng)，導(dǎo)致CFB1-P的吸附量緩慢上升，直至吸附平衡。此外，隨著反應(yīng)溫度的升高，Pb（Ⅱ）的固定化效率升高，表明CFB1-P對(duì)Pb（Ⅱ）的固定化過(guò)程具有吸熱特性。由表1 可知，Sips 和Langmuir 模型在3 種溫度下均具有較高的R2，較好地?cái)M合了吸附等溫線數(shù)據(jù)，表明在CFB1-P 的吸附位點(diǎn)上，對(duì)Pb（Ⅱ）的吸附過(guò)程是單層吸附過(guò)程。同時(shí)，根據(jù)Langmuir等溫線模型擬合結(jié)果qmax可知CFB1-P 對(duì)Pb（Ⅱ）的最大吸附量為452.99 mg·g-1，揭示了CFB1-P 對(duì)Pb（Ⅱ）具有優(yōu)異的固定化性能。

表1 CFB1-P固定化Pb（Ⅱ）的等溫線模型參數(shù)Table 1 Parameters of isotherm models for Pb（Ⅱ）binding by CFB1-P

2.5 CFB1-P對(duì)于土壤中Pb的鈍化效果

如圖5a 所示，與CK、PSB、BC 和CFB1處理相比，1%相同投加量下CFB1-P 對(duì)于土壤Pb 鈍化效率較快。在修復(fù)30 d 后，CK、PSB、BC、BC-P 和CFB1處理下土壤中TCLP-Pb 濃度分別為55.04、47.49、37.38、32.82 mg·kg-1和18.79 mg·kg-1，而CFB1-P 處理下的TCLP-Pb 濃度僅為14.80 mg·kg-1。同時(shí)，與單獨(dú)施用BC 和PSB 相比，CFB1-P 顯著降低了土壤TCLP-Pb 含量，表明CFB1-P表面豐富的官能團(tuán)（羧基、羥基等）和FeS納米顆粒與Pb具有較高的親和力，能夠快速地與Pb 反應(yīng)形成更穩(wěn)定的化合物。與CFB1相比，CFB1-P進(jìn)一步降低了TCLP-Pb 含量（降低了3.99 mg·kg-1）。這是因?yàn)镕eS 不僅能有效地鈍化Pb，緩解Pb 對(duì)PSB的毒害性，而且能增強(qiáng)PSB生物功能性促進(jìn)可溶性磷酸鹽的產(chǎn)生，從而鈍化土壤中更多易遷移的Pb。因此，可以看出CFB1-P 的添加有效地降低了土壤Pb 污染的風(fēng)險(xiǎn)。

圖5 不同處理對(duì)土壤中Pb的TCLP浸出毒性（a）及DTPA植物有效性（b）Figure 5 TCLP leachability（a）and DTPA phytoavailability（b）in soil under different treatments

不同處理下土壤中DTPA-Pb 濃度（植物有效性Pb）的變化如圖5b 所示。與CK 處理相比，其他處理土壤中DTPA-Pb 含量隨修復(fù)時(shí)間的延長(zhǎng)都有不同程度的下降。在修復(fù)30 d 時(shí)，PSB、BC、BC-P、CFB1和CFB1-P 處理組土壤中DTPA-Pb 濃度分別降低了33.12、47.78、55.64、77.14 mg·kg-1和88.61 mg·kg-1。與單獨(dú)施用PSB、BC 及CFB1相比，CFB1-P 處理下土壤中DTPA-Pb 濃度降低更明顯，這是因?yàn)镃FB1-P 可以提供豐富的活性位點(diǎn)與更多的Pb 結(jié)合，降低DTPA-Pb 的含量。此外，Pb 的不穩(wěn)定組分轉(zhuǎn)化為更穩(wěn)定形態(tài)PbS、Pb3（CO3）2（OH）2、Pb5（PO4）3OH 等礦物，從而有效地降低Pb的毒性。

2.6 CFB1-P促進(jìn)黃瓜生長(zhǎng)

從圖6a 可以看出，在污染土壤中添加不同的修復(fù)劑后，黃瓜幼苗的株高和根長(zhǎng)度都有所增加，其中CFB1-P 處理中黃瓜的株高和根長(zhǎng)最大，分別為12.7 cm·株-1和4.1 cm·株-1。從圖6b可以看出，與CK 處理組相比，添加CFB1-P處理顯著提高了植株鮮質(zhì)量，相比CK 處理組黃瓜幼苗鮮質(zhì)量從0.87 g·株-1增加到6.52 g·株-1。一方面，CFB1-P 表面具有豐富的官能團(tuán)（羧基、羥基等）和FeS 納米顆粒，其與Pb具有較高的親和力，能夠快速地與Pb反應(yīng)形成更穩(wěn)定的化合物，同時(shí)緩解Pb 對(duì)PSB 的毒害，增強(qiáng)PSB 的生物功能，促進(jìn)可溶性磷酸鹽的產(chǎn)生，從而鈍化更多的Pb離子，降低Pb對(duì)于黃瓜幼苗的脅迫作用；另一方面由于CFB1-P中含有一定量的植物生長(zhǎng)所必需的營(yíng)養(yǎng)元素，如碳、氮、鈣、鉀，CFB1-P的施用有助于促進(jìn)植物生長(zhǎng)[32]。

圖6 不同處理對(duì)植株株高、根長(zhǎng)（a）、植株鮮質(zhì)量（b）的影響和植物地上部和植物地下部中Pb的含量（c）Figure 6 Illustration of the impact of the different treatments on plant shoot，root length（a），fresh weight of the plant（b）and concentrations of Pb in shoot and root tissues（c）

如圖6c 所示，CK、PSB、BC、BC-P、CFB1和CFB1-P處理中黃瓜幼苗地下部重金屬Pb的含量較高，分別為63.83、56.93、44.06、39.90、8.07 mg·kg-1和5.59 mg·kg-1，而各處理中黃瓜幼苗地上部Pb 的含量較低，分別為15.95、14.23、13.76、9.97、2.15 mg·kg-1和1.39 mg·kg-1，表明植物的根是土壤Pb的主要攝取者，同時(shí)僅有少量Pb 向地上部傳輸。與CK 處理組中地下部和地上部的Pb 含量（分別為63.83 mg·kg-1和15.95 mg·kg-1）相比，其他處理組中均不同程度地降低了黃瓜幼苗植株體內(nèi)Pb 的含量。值得注意的是添加CFB1-P 顯著降低了黃瓜幼苗根和地上部Pb 的含量（5.59 mg·kg-1和1.39 mg·kg-1）。CFB1-P 通過(guò)化學(xué)沉淀、絡(luò)合作用、靜電吸附作用和生物礦化作用有效地鈍化Pb，并形成更穩(wěn)定的晶體結(jié)構(gòu)如Pb5（PO4）3OH、Pb3（PO4）2和PbS 等，降低了Pb 的易變組分，從而降低了土壤中Pb 的生物毒性，進(jìn)而阻控黃瓜幼苗植株對(duì)Pb的吸收。

2.7 前景展望

在實(shí)際應(yīng)用方面，CFB1-P 雖然已在一定程度上應(yīng)用于實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的實(shí)驗(yàn)，但其在土壤中的實(shí)際應(yīng)用有待進(jìn)一步研究。例如，本研究未探討濕干和凍融循環(huán)等影響CFB1-P 鈍化性能的因素，應(yīng)進(jìn)一步討論評(píng)價(jià)CFB1-P 的長(zhǎng)期穩(wěn)定性和有效性。另外，在將CFB1-P應(yīng)用于實(shí)際土壤修復(fù)時(shí)，還應(yīng)全面評(píng)價(jià)CFB1-P 對(duì)土壤理化特性、功能性酶的活性及土著微生物結(jié)構(gòu)和功能的潛在影響，為實(shí)際應(yīng)用提供科學(xué)參考。

3 結(jié)論

（1）功能化菌劑（CFB1-P）可以為PSB 提供適宜的生存環(huán)境，在功能化菌劑投加量為0.5 g·L-1，溫度為30 ℃時(shí)，PSB 的溶磷量可提高到140 mg·L-1以上。吸附動(dòng)力學(xué)研究發(fā)現(xiàn)，在最初0.5 h 的吸附過(guò)程中，CFB1-P 能夠快速地吸附Pb，吸附量占總吸附量的78.75%，Avrami 分?jǐn)?shù)階動(dòng)力學(xué)模型具有較高的R2，能夠更好地描述CFB1-P 固定Pb（Ⅱ）的動(dòng)力學(xué)數(shù)據(jù)，表明CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）過(guò)程中存在多重動(dòng)力學(xué)；吸附等溫研究發(fā)現(xiàn)，隨著溫度的升高，Pb（Ⅱ）的固定化效率升高，表明CFB1-P 對(duì)Pb（Ⅱ）的固定化過(guò)程具有吸熱特性，根據(jù)Langmuir 等溫線模型擬合結(jié)果可得CFB1-P對(duì)Pb（Ⅱ）的最大吸附量為452.99 mg·g-1。

（2）將CFB1-P施用到Pb污染土壤中，發(fā)現(xiàn)CFB1-P 能夠有效地降低DTPA 浸提劑提取的Pb 濃度（下降了88.61 mg·kg-1）以及TCLP 浸提劑提取的Pb 濃度（僅為18.79 mg·kg-1），從而降低Pb 的生物可利用性。此外，相較于CK 處理，CFB1-P 施用顯著增加黃瓜幼苗的根長(zhǎng)、株高、鮮質(zhì)量，降低黃瓜幼苗中地上部和地下部Pb 濃度，緩解Pb 對(duì)黃瓜植株的脅迫，從而促進(jìn)植株生長(zhǎng)。

（3）結(jié)合CFB1-P 固定Pb（Ⅱ）的表征及實(shí)驗(yàn)，表明靜電吸附、表面絡(luò)合、化學(xué)沉淀及生物礦化是CFB1-P固定Pb的主要機(jī)制。

綜上所述，在施用1% CFB1-P 的投加量下，能夠同時(shí)實(shí)現(xiàn)Pb 的有效鈍化及緩解Pb 對(duì)黃瓜幼苗生長(zhǎng)脅迫的作用，為土壤Pb污染的修復(fù)提供了新的思路。