張林，魏書奇，畢馥漩，任哲儀，曹博，張穎，曲建華

（東北農(nóng)業(yè)大學，哈爾濱150010）

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

已有研究表明，修復土壤重金屬污染的技術(shù)主要包括固化穩(wěn)定化技術(shù)、生物修復技術(shù)以及化學穩(wěn)定技術(shù)等[6-7]。其中，生物修復技術(shù)因其操作簡便、成本低、無二次污染，受到了學者的廣泛關(guān)注[8]。在各類應用于土壤重金屬修復的微生物中，溶磷菌（PSB）作為一種功能性菌株，可分泌有機酸和酸性磷酸酶溶解土壤中不溶性磷酸鹽，通過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)境的復雜性及污染環(huán)境的惡劣性，PSB 往往會受到高濃度污染物的毒害作用，且與土著菌群存在競爭關(guān)系，導致PSB 活性下降及修復效率低下等問題。為解決上述問題，可以通過微生物固定化技術(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）是一種動物骨骼在無氧條件下熱解制備的富炭/磷產(chǎn)物，其具有發(fā)達的孔隙結(jié)構(gòu)、豐富的表面官能團，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，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Pb 的吸附和生物礦化[11]。然而，作為固定化基質(zhì)，BC對Pb的吸附能力有限，無法完全緩解Pb 對PSB 的毒性抑制。因此，有必要設(shè)計一種多功能固定化基質(zhì)增強PSB 對Pb 的生物礦化。

當前，工程納米材料可以有效地防止重金屬進入更深的土壤層和地下水，具有很好的應用前景[13]。納米硫化亞鐵（FeS）及其復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)生團聚，且易與周圍的介質(zhì)發(fā)生反應，使其在土壤中的反應活性快速下降，阻礙了該技術(shù)的進一步發(fā)展應用。羧甲基纖維素（CMC）是一種從纖維素中提取的無毒、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長期修復提供適宜的生長條件[16]。因此，本研究基于化學-生物聯(lián)合修復理念，采用BC 為載體材料，同時負載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，通過表征綜合評價其化學特征和表面形貌并考察不同因素對復合材料磷溶能力的影響，以探討復合材料對鉛污染土壤的修復效果，揭示其鈍化Pb（Ⅱ）的機制。

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、有機質(zhì)、全氮、堿解氮、有效磷、速效鉀、可溶性有機碳含量分別為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20 目篩。通過外源添加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)實驗。

生物炭的基質(zhì)材料牛骨購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100目篩，用于后續(xù)骨炭的燒制。

實驗采用的菌株是PSB（Enterobactersp.），來自于中國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 溶液于反應體系中繼續(xù)反應0.5 h，獲得的樣品在冷凍干燥機中干燥24 h，通過計算CMC∶FeS∶BC 的質(zhì)量比為1∶1∶1，材料命名為CFB1。此外通過改變CMC、FeS及BC 投加量，還制備了相應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，通過測定材料對于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，同時考慮材料相應的制備成本，CFB1最終被確定為進一步耦合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 達到對數(shù)生長期），菌懸液通過離心去除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，在恒溫搖床中150 r·min-1下固定化5 h，所獲得樣品放入冷凍干燥機中干燥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)時間（0～48 h）和Pb（Ⅱ）濃度（20～200 mg·L-1）對于CFB1-P 溶磷性能的影響，每個處理設(shè)置3 組平行，并在恒溫搖床中培養(yǎng)48 h，離心后測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 的不同時間點取樣進行動力學研究，以及在不同的實驗溫度（5～30 ℃）和Pb（Ⅱ）濃度（10～400 g·L-1）下進行等溫吸附研究。

（3）CFB1-P 對于土壤中Pb 鈍化效果。設(shè)置6 個處理組，包括CK、PSB、BC、BC-P、CFB1及CFB1-P 組，每個處理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。待出苗后，保留長勢均勻的植株4 株。盆栽實驗每日澆水兩次，即早晚各一次，以保持種子萌發(fā)和幼苗生長所需的充足水分。并在25 ℃條件下修復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100 目篩。通過二乙基三胺五乙酸（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0.45μm水系濾膜，并用火焰分光光度計測定Pb含量。

（4）不同處理下黃瓜生理生化指標。將不同處理組種植30 d后的黃瓜幼苗從土壤中分離出來，用去離子水仔細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定植物的鮮質(zhì)量、株高和根長。此外，對黃瓜幼苗進行消解，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）測定溶液中Pb濃度。

1.4 CFB1-P的表征

為進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）用于測定功能化菌劑表面官能團的種類；（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

吸附動力學試驗采用擬一級、擬二級及Avrami動力學模型進行擬合：

式中：qt和qe分別為t時刻的吸附量和平衡時的吸附量，mg·kg-1；k1為擬一級動力學常數(shù)，min-1；k2為擬二級動力學常數(shù)，g·mg-1·h-1；k3為Avrami 分數(shù)模型吸附速率參數(shù)，h-1。

等溫吸附試驗用Langmuir、Freundlich 和Sips 等溫吸附模型進行擬合，模型如下：

式中：qmax為CFB1-P 估計吸附污染物的最大量（mg·g-1）；KL、KF和nF分別為Langmuir 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模型相應的恒定異質(zhì)性因子。

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

2 結(jié)果與討論

2.1 材料表征分析

通過掃描電鏡觀察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熱解所致，同時這些多孔結(jié)構(gòu)也有利于CMCFeS 顆粒及PSB 的負載。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 顆粒的團聚，增加其分散性，從而為Pb的固定化提供更多的活性位點。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。可以發(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 、和官能團相一致[17-19]。此外，553 cm-1和602 cm-1處的峰帶代表官能團中磷和氧的不對稱振動[20-22]。在負載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 負載CMCFeS 顆粒過程中C—O、O—H、和官能團扮演著關(guān)鍵作用。當PSB 進一步固定在CFB1上時，CFB1的多種官能團（如C—O、和—OH）的伸縮振動和強度都有所增加，表明C—O 、和—OH 等官能團有利于PSB 固定在CFB1上。此外，在CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）后表面—OH 和官能團伸縮振動對應的峰帶發(fā)生了位移，而C—O 伸縮振動對應的峰的強度降低，表明—OH 、及

C—O參與了Pb（Ⅱ）的固定化過程。CFB1-P中位于564cm-1處的峰帶也發(fā)生輕微偏移，表明基團可能通過化學沉淀固定Pb?？偟膩碚f，可以推測—OH、和C—O 是CFB1-P 鈍化Pb（Ⅱ）的主要官能團。

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所對應的三個特征峰[23]。CFB1耦合PSB后，在CFB1-P上同樣也發(fā)現(xiàn)了FeS 特征峰，進一步證明FeS 顆粒成功地負載在功能化菌劑上。在CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）后表面FeS 峰強度明顯降低，并在43.05°和84.79°處出現(xiàn)了兩個PbS 特征峰，表明FeS 通過化學沉淀固定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°處所對應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 通過解磷菌的生物礦化及化學沉淀作用固定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 的代謝能力和生長速率逐漸增強，從而分泌更多的有機酸和酸性磷酸酶促進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)生豐富的有機酸和磷酸酶溶解不溶性磷酸鹽。

此外，探究了Pb（Ⅱ）對CFB1-P 溶磷量的影響。如圖3b 所示，溶液中在沒有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）。這可能是因為，隨著CFB1-P 投加量的增加，BC 含量增加，從而增強了BC 對磷酸鹽的吸附。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所需磷的含量也逐漸增加，從而導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。這是因為大部分可溶磷酸鹽與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正處于生長階段的適應期，代謝活性及生長并不旺盛，菌株生物量較低。然而，隨著培養(yǎng)時間延長到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 在對數(shù)生長期代謝旺盛且生物量較高，因而能夠分泌更多的有機酸和酸性磷酸酶。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到140 mg·L-1以上，這也證實了CFB1耦合PSB后能增強PSB的生物學功能。

如圖3d所示，初始Pb（Ⅱ）濃度對CFB1-P 溶磷能力具有較大的影響?？梢钥闯?，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。這可能是由于在較低Pb（Ⅱ）濃度條件下促進PSB 的防御系統(tǒng)通過生物礦化作用降低環(huán)境對PSB的毒害作用，從而促進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）嚴重抑制PSB 活性，導致其代謝能力下降從而使可溶性磷酸鹽呈下降趨勢。此外，與游離PSB 相比，低濃度的Pb（Ⅱ）對CFB1-P 溶磷能力的影響較弱，這是由于CFB1為PSB 提供了庇護所，減少Pb（Ⅱ）對PSB的危害。

2.3 CFB1-P對Pb（Ⅱ）吸附動力學

為了探究CFB1-P 對Pb（Ⅱ）的吸附效果隨時間變化的關(guān)系，本研究進行了吸附動力學實驗，先后選擇了擬一級/二級模型和Avrami分數(shù)階模型進行數(shù)據(jù)擬合[24-26]，結(jié)果如圖4a 所示。CFB1-P 對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，例如豐富的表面官能團和較高反應活性的FeS 納米粒子等，同時PSB 的生物礦化作用也進一步提高CFB1-P 的固定化效果。然而隨著時間進一步增加，由于吸附位點逐漸被Pb（Ⅱ）占據(jù)，使CFB1-P 對Pb（Ⅱ）的吸附速率逐漸降低，并且在約7 h達到平衡。

圖4 時間對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）

采用標準系數(shù)（R2）對各模型的適用性進行評價，R2值越大，表明動力學模型的適用性越好。結(jié)果顯示，相較于擬一級/二級模型（R2分別為0.969 2 和0.987 9），Avrami 分數(shù)階模型具有較大的R2值（0.999 3），對于描述CFB1-P 固定Pb（Ⅱ）具有更好的適用性，表明Avrami分數(shù)階模型能夠更好地擬合動力學數(shù)據(jù)，揭示了CFB1-P固定Pb（Ⅱ）過程中存在多重動力學[27-28]。

2.4 CFB1-P對Pb（Ⅱ）吸附等溫線

采用Langmuir、Freundlich 和Sips 模型對等溫線數(shù)據(jù)進行擬合[29-31]，結(jié)果見圖4b。在Pb（Ⅱ）濃度梯度的驅(qū)動下，CFB1-P 對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）濃度的進一步增加，大量的Pb（Ⅱ）使CFB1-P 有限的活化位點之間產(chǎn)生了激烈的競爭，導致CFB1-P的吸附量緩慢上升，直至吸附平衡。此外，隨著反應溫度的升高，Pb（Ⅱ）的固定化效率升高，表明CFB1-P對Pb（Ⅱ）的固定化過程具有吸熱特性。由表1 可知，Sips 和Langmuir 模型在3 種溫度下均具有較高的R2，較好地擬合了吸附等溫線數(shù)據(jù)，表明在CFB1-P 的吸附位點上，對Pb（Ⅱ）的吸附過程是單層吸附過程。同時，根據(jù)Langmuir等溫線模型擬合結(jié)果qmax可知CFB1-P 對Pb（Ⅱ）的最大吸附量為452.99 mg·g-1，揭示了CFB1-P 對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 對于土壤Pb 鈍化效率較快。在修復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，與單獨施用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（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 反應形成更穩(wěn)定的化合物。與CFB1相比，CFB1-P進一步降低了TCLP-Pb 含量（降低了3.99 mg·kg-1）。這是因為FeS 不僅能有效地鈍化Pb，緩解Pb 對PSB的毒害性，而且能增強PSB生物功能性促進可溶性磷酸鹽的產(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 污染的風險。

圖5 不同處理對土壤中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 含量隨修復時間的延長都有不同程度的下降。在修復30 d 時，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，這是因為CFB1-P 可以提供豐富的活性位點與更多的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促進黃瓜生長

從圖6a 可以看出，在污染土壤中添加不同的修復劑后，黃瓜幼苗的株高和根長度都有所增加，其中CFB1-P 處理中黃瓜的株高和根長最大，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（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反應形成更穩(wěn)定的化合物，同時緩解Pb 對PSB 的毒害，增強PSB 的生物功能，促進可溶性磷酸鹽的產(chǎn)生，從而鈍化更多的Pb離子，降低Pb對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所必需的營養(yǎng)元素，如碳、氮、鈣、鉀，CFB1-P的施用有助于促進植物生長[32]。

圖6 不同處理對植株株高、根長（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 通過化學沉淀、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，進而阻控黃瓜幼苗植株對Pb的吸收。

2.7 前景展望

在實際應用方面，CFB1-P 雖然已在一定程度上應用于實驗室規(guī)模的實驗，但其在土壤中的實際應用有待進一步研究。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，應進一步討論評價CFB1-P 的長期穩(wěn)定性和有效性。另外，在將CFB1-P應用于實際土壤修復時，還應全面評價CFB1-P 對土壤理化特性、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，為實際應用提供科學參考。

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，PSB 的溶磷量可提高到140 mg·L-1以上。吸附動力學研究發(fā)現(xiàn)，在最初0.5 h 的吸附過程中，CFB1-P 能夠快速地吸附Pb，吸附量占總吸附量的78.75%，Avrami 分數(shù)階動力學模型具有較高的R2，能夠更好地描述CFB1-P 固定Pb（Ⅱ）的動力學數(shù)據(jù)，表明CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）過程中存在多重動力學；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Pb（Ⅱ）的固定化過程具有吸熱特性，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、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 對黃瓜植株的脅迫，從而促進植株生長。

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

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