功能化菌剂钝化土壤铅及促进黄瓜生长研究

张林，魏书奇，毕馥漩，任哲仪，曹博，张颖，曲建华

（东北农业大学，哈尔滨150010）

铅（Pb）作为常见的重金属之一，能够通过农药化肥的施用、采矿、垃圾焚烧、工业废物处置不当及污水灌溉等途径进入土壤中，造成严重的土壤Pb 污染[1-2]。同时，重金属Pb 具有普遍性、长期性、不可逆性以及难以降解等特征，易在土壤中累积[3]，导致污染土壤中的植物通过根系将Pb 转运到体内，抑制作物生长发育，降低作物的生物量和产量[4]。另一方面，Pb 可通过食物链的富集作用在人体累积，进而损害人体的神经、消化和生殖系统[5]，特别是严重影响儿童的智力发育。

已有研究表明，修复土壤重金属污染的技术主要包括固化稳定化技术、生物修复技术以及化学稳定技术等[6-7]。其中，生物修复技术因其操作简便、成本低、无二次污染，受到了学者的广泛关注[8]。在各类应用于土壤重金属修复的微生物中，溶磷菌（PSB）作为一种功能性菌株，可分泌有机酸和酸性磷酸酶溶解土壤中不溶性磷酸盐，通过生物矿化作用使磷酸盐与Pb 形成稳定的磷铅矿[Pb5（PO4）3OH 和Pb5（PO4）3Cl] ，从而钝化土壤中的Pb[9]。然而，由于土壤环境的复杂性及污染环境的恶劣性，PSB 往往会受到高浓度污染物的毒害作用，且与土著菌群存在竞争关系，导致PSB 活性下降及修复效率低下等问题。为解决上述问题，可以通过微生物固定化技术将PSB固定在天然基质（如硅藻土和活性污泥）或合成聚合物基质（如丙烯酰胺）等载体材料上，提高PSB 的活性及对较高浓度Pb 的耐受性[10-12]。相较于其他载体材料，骨炭（BC）是一种动物骨骼在无氧条件下热解制备的富炭/磷产物，其具有发达的孔隙结构、丰富的表面官能团，可作为游离PSB 的理想载体材料。此外，BC 不仅可以提高PSB 抗毒性和耐受力，还可以为PSB 提供适宜的生存环境。同时，PSB也可以从富含磷酸盐的BC中溶解释放磷酸盐，有效地增强Pb 的吸附和生物矿化[11]。然而，作为固定化基质，BC对Pb的吸附能力有限，无法完全缓解Pb 对PSB 的毒性抑制。因此，有必要设计一种多功能固定化基质增强PSB 对Pb 的生物矿化。

当前，工程纳米材料可以有效地防止重金属进入更深的土壤层和地下水，具有很好的应用前景[13]。纳米硫化亚铁（FeS）及其复合材料具有较大的比表面积以及优异的吸附能力，可提供Fe2+和S2-通过离子交换、沉淀等方式钝化重金属[14]。然而，纳米颗粒容易发生团聚，且易与周围的介质发生反应，使其在土壤中的反应活性快速下降，阻碍了该技术的进一步发展应用。羧甲基纤维素（CMC）是一种从纤维素中提取的无毒、低成本的多糖，可以作为稳定化剂有效防止纳米颗粒团聚，从而提高纳米颗粒的稳定性[15]。此外，纳米材料能够通过固定化作用快速降低重金属的生物有效性和迁移性，为PSB长期修复提供适宜的生长条件[16]。因此，本研究基于化学-生物联合修复理念，采用BC 为载体材料，同时负载CMC 稳定化的FeS以及PSB，制备硫化亚铁功能化生物炭耦合解磷菌材料，通过表征综合评价其化学特征和表面形貌并考察不同因素对复合材料磷溶能力的影响，以探讨复合材料对铅污染土壤的修复效果，揭示其钝化Pb（Ⅱ）的机制。

1 材料与方法

1.1 供试土壤、菌株及材料

供试土壤采自黑龙江省哈尔滨市周边未污染农田的表层土壤（0～20 cm），土壤类型为暗棕壤，土壤pH 值、有机质、全氮、碱解氮、有效磷、速效钾、可溶性有机碳含量分别为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 含量为5.22 mg·kg-1。将采集到的土壤去除植物残枝、石块等并在室内晾干、研磨、过20 目筛。通过外源添加5 L 用Pb（NO3）2配制的1 g·L-1Pb（Ⅱ）溶液到10 kg 土壤中，混合均匀后，在室温条件下老化30 d，土壤Pb 含量为525 mg·kg-1，用于后续实验。

生物炭的基质材料牛骨购于黑龙江省哈尔滨市。将牛骨用去离子水清洗干净，在85 ℃烘箱中烘干、研磨、过100目筛，用于后续骨炭的烧制。

实验采用的菌株是PSB（Enterobactersp.），来自于中国普通微生物菌种保藏中心（CGMCC 1.1733.）。

1.2 CMC-FeS-骨炭耦合解磷菌的制备

功能化菌剂的制备包括：（1）将牛骨粉装入瓷舟中，在管式炉中N2氛围下以10 ℃·min-1升温到500 ℃并热解2 h，获得样品命名为骨炭（BC）；（2）在N2流通的条件下，将2.61 g 的FeSO4·7H2O 放入装有250 mL去离子水的密封三角瓶中，在磁力搅拌下充分溶解，并将16.5 mL 浓度为5%（g∶mL）的CMC 溶液（称取5.52 g 的羧甲基纤维素钠溶于100 mL 水中）加入其中，反应0.5 h 形成CMC-Fe 配合物[17]，随后再添加0.825 g BC 和13.5 mL 16.7%（g∶mL）Na2S·9H2O 溶液于反应体系中继续反应0.5 h，获得的样品在冷冻干燥机中干燥24 h，通过计算CMC∶FeS∶BC 的质量比为1∶1∶1，材料命名为CFB1。此外通过改变CMC、FeS及BC 投加量，还制备了相应CMC∶FeS∶BC 的质量比为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，通过测定材料对于Pb 的固定化效果，在Pb（Ⅱ）浓度为200 mg·L-1，CFB0.2、CFB0.5、CFB1、CFB1.5投加量为0.5 g·L-1的条件下对于Pb（Ⅱ）固定效率分别为31.94%，49.82%、54.78%、55.82%，可以发现随着CMC∶FeS∶BC比例的逐渐升高，CFB对于Pb（Ⅱ）固定化效率逐渐升高。并且在CFB1、CFB1.5处理下Pb（Ⅱ）固定化效率相当，同时考虑材料相应的制备成本，CFB1最终被确定为进一步耦合PSB 的支撑材料；（3）在30 ℃下，将PSB 置于LB 培养基中培养7 h（PSB 达到对数生长期），菌悬液通过离心去除LB 培养基且菌体重新悬浮在0.9%的NaCl 溶液中并调节菌悬液OD600≈1.0，随后将CFB1∶PSB 悬浮液以1∶20（g∶mL）比例投加到三角瓶中，在恒温摇床中150 r·min-1下固定化5 h，所获得样品放入冷冻干燥机中干燥48 h，合成功能化菌剂CFB1-P。

1.3 功能化菌剂溶磷能力及Pb钝化效果研究

（1）CFB1-P的溶磷能力。分别称取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去离子水中，配制0.5%的磷酸钙液体培养基。在含有磷酸钙培养基（50 mL）的100 mL锥形烧瓶中，探究不同温度（10～30 ℃）、CFB1-P 投加量（0.03～0.07 g）、培养时间（0～48 h）和Pb（Ⅱ）浓度（20～200 mg·L-1）对于CFB1-P 溶磷性能的影响，每个处理设置3 组平行，并在恒温摇床中培养48 h，离心后测定上清液中可溶性磷酸盐的浓度。

（2）水相中CFB1-P 固定化Pb 效果。将CFB1-P投加到含有200 mg·L-1Pb（Ⅱ）的LB液体培养基中于0.5～48 h 的不同时间点取样进行动力学研究，以及在不同的实验温度（5～30 ℃）和Pb（Ⅱ）浓度（10～400 g·L-1）下进行等温吸附研究。

（3）CFB1-P 对于土壤中Pb 钝化效果。设置6 个处理组，包括CK、PSB、BC、BC-P、CFB1及CFB1-P 组，每个处理3 组平行。将Pb 污染土壤装于底部有孔的塑料花盆（直径为16.5 cm、高为10 cm）中，每盆约装600 g 土壤，保持土壤含水率为40%，投加材料为1%（材料质量∶干土壤质量），每盆播种6 粒黄瓜种子，密度适当。待出苗后，保留长势均匀的植株4 株。盆栽实验每日浇水两次，即早晚各一次，以保持种子萌发和幼苗生长所需的充足水分。并在25 ℃条件下修复30 d，分别在第1、3、5、7、10、20 天及第30 天取样，土壤样品在室温条件下晾干、研磨并过100 目筛。通过二乙基三胺五乙酸（DTPA）提取剂萃取土壤中Pb，即称量5 g土壤样品，加入到含有25 mL DTPA 提取剂的50 mL 离心管中，在25 ℃，200 r·min-1的水浴摇床中振荡2 h 后，通过TCLP 提取剂萃取土壤中Pb，即称量2 g土壤样品，加入到含有40 mL pH=2.88的醋酸溶液的50 mL 离心管中，在25 ℃，200 r·min-1的水浴摇床中振荡18 h 后，以5 000 r·min-1离心10 min 并过0.45µm水系滤膜，并用火焰分光光度计测定Pb含量。

（4）不同处理下黄瓜生理生化指标。将不同处理组种植30 d后的黄瓜幼苗从土壤中分离出来，用去离子水仔细清洗植株的地上部分和根部，冲洗干净后用滤纸擦干水分。立即用分析天平和直尺测定植物的鲜质量、株高和根长。此外，对黄瓜幼苗进行消解，称取2.0 g 粉碎的植物样品于坩埚中，加入10 mL 浓硝酸，摇匀后，加3 mL 60%高氯酸，置于电热板上，在通风厨低温加热至微沸（140～160 ℃），待棕色氮氧化物基本排出后，升高温度继续加热消化产生浓白烟挥发大部分高氯酸，坩埚中呈灰白色糊状，取下冷却，用去离子水过滤定容于50 mL 容量瓶中，利用电感耦合原子发射光谱仪（Atomic Emission Spectrometer，ICPAES）测定溶液中Pb浓度。

1.4 CFB1-P的表征

为进一步探究功能化菌剂微观特性，本文采用以下几种表征手段。（1）扫描电镜（SEM）用于探究功能化菌剂的微观形貌特征；（2）傅里叶红外光谱（FTIR）用于测定功能化菌剂表面官能团的种类；（3）X 射线衍射仪（XRD）用于分析功能化菌剂表面晶体结构及组成变化。

1.5 数据处理

吸附动力学试验采用拟一级、拟二级及Avrami动力学模型进行拟合：

式中：qt和qe分别为t时刻的吸附量和平衡时的吸附量，mg·kg-1；k1为拟一级动力学常数，min-1；k2为拟二级动力学常数，g·mg-1·h-1；k3为Avrami 分数模型吸附速率参数，h-1。

等温吸附试验用Langmuir、Freundlich 和Sips 等温吸附模型进行拟合，模型如下：

式中：qmax为CFB1-P 估计吸附污染物的最大量（mg·g-1）；KL、KF和nF分别为Langmuir 平衡常数（L·mg-1）、Freundlich 吸附系数（mg·g-1）（L·mg-1）1/n和指数；KS（L·g-1）和nS是Sips模型相应的恒定异质性因子。

采用SPSS 26.0 软件进行方差分析（显著性差异水平设置为0.05）。实验中数据处理以及图表绘制采用Origin 2018、Photoshop 2019和Jade 6.0进行处理。

2 结果与讨论

2.1 材料表征分析

通过扫描电镜观察BC、CFB1、PSB 及CFB1-P 的表面形貌。如图1a 所示，BC 表面具有一定的褶皱结构并含有丰富的孔隙结构，这是由于骨粉在厌氧条件下高温热解所致，同时这些多孔结构也有利于CMCFeS 颗粒及PSB 的负载。如图1b 所示，可以清晰地观察到大量的颗粒物质均匀的分散在BC 表面及孔隙中，BC 的加入可以有效地抑制FeS 颗粒的团聚，增加其分散性，从而为Pb的固定化提供更多的活性位点。如图1c 所示，在扫描电镜下PSB 呈表面光滑，短棒状形态。在图1d 中同样发现了短棒状的PSB 分散或聚集在CFB1-P上，证实了功能菌剂的成功制备。

图1 骨炭（a），CMC-FeS-骨炭（b），解磷菌（c）及功能化菌剂（d）的扫描电镜图Figure 1 SEM images of BC（a），CFB1（b），PSB（c）and CFB1-P（d）

图2a 展示了BC、CFB1和CFB1-P 三种材料的FTIR 图谱。可以发现，BC 在3 416、1 637、1 455 cm-1和1 031 cm-1处存在峰带，分别与O—H、C—O 、和官能团相一致[17-19]。此外，553 cm-1和602 cm-1处的峰带代表官能团中磷和氧的不对称振动[20-22]。在负载CMC-FeS 粒子后，CFB1的—OH 峰带移至3 413 cm-1，这是由于CMC-FeS 与BC 表面分子间氢键作用所致。此外，和C—O 等峰带在CFB1中也出现一定程度的偏移，表明BC 负载CMCFeS 颗粒过程中C—O、O—H、和官能团扮演着关键作用。当PSB 进一步固定在CFB1上时，CFB1的多种官能团（如C—O、和—OH）的伸缩振动和强度都有所增加，表明C—O 、和—OH 等官能团有利于PSB 固定在CFB1上。此外，在CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）后表面—OH 和官能团伸缩振动对应的峰带发生了位移，而C—O 伸缩振动对应的峰的强度降低，表明—OH 、及

C—O参与了Pb（Ⅱ）的固定化过程。CFB1-P中位于564cm-1处的峰带也发生轻微偏移，表明基团可能通过化学沉淀固定Pb。总的来说，可以推测—OH、和C—O 是CFB1-P 钝化Pb（Ⅱ）的主要官能团。

图2 b 展示了CFB1、CFB1-P 和CFB1-P 固定化Pb后三种材料的XRD图谱。值得注意的是，可以在CFB1图谱中观察到40.04°、48.34°和61.70°处FeS所对应的三个特征峰[23]。CFB1耦合PSB后，在CFB1-P上同样也发现了FeS 特征峰，进一步证明FeS 颗粒成功地负载在功能化菌剂上。在CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）后表面FeS 峰强度明显降低，并在43.05°和84.79°处出现了两个PbS 特征峰，表明FeS 通过化学沉淀固定Pb（Ⅱ）从而形成PbS 晶体结构。此外，在其表面19.26°、38.7°和72.09°处所对应Pb3（PO4）2和Pb3（CO3）2（OH）2的特征峰出现，以及在30.02°和31.90°处出现Pb5（PO4）3OH 晶体的特征峰，揭示CFB1-P 通过解磷菌的生物矿化及化学沉淀作用固定Pb（Ⅱ），并形成稳定的化合物。

2.2 CFB1-P溶磷能力

温度一般被认为是影响微生物活性的重要环境因素之一。从图3a中可以看出，PSB产生的可溶性磷酸盐浓度随着温度的升高而升高。随着温度的升高，PSB 的代谢能力和生长速率逐渐增强，从而分泌更多的有机酸和酸性磷酸酶促进更多的磷酸盐被溶解。与游离的PSB 相比，CFB1-P 的磷酸盐溶出量较高，在30oC 下磷酸盐溶出量从119.30 mg·L-1提升到137.67 mg·L-1，CFB1耦合PSB 后可以为PSB 提供丰富的营养物质（C、N、P 等），提高其稳定性和活性，从而产生丰富的有机酸和磷酸酶溶解不溶性磷酸盐。

此外，探究了Pb（Ⅱ）对CFB1-P 溶磷量的影响。如图3b 所示，溶液中在没有Pb（Ⅱ）条件下，随着CFB1-P 投加量的增加（0.3～0.7 g·L-1），溶液中可溶性磷酸盐含量逐渐下降（从137.6 mg·L-1下降到88.9 mg·L-1）。这可能是因为，随着CFB1-P 投加量的增加，BC 含量增加，从而增强了BC 对磷酸盐的吸附。此外，随着CFB1-P 投加量的增加，PSB 的数量逐渐增加，因而用于生命代谢活动所需磷的含量也逐渐增加，从而导致溶液中可溶性磷酸盐含量下降。然而在200 mg·L-1浓度的Pb（Ⅱ）污染条件下，可以发现溶液中可溶性磷酸盐的含量较低，并随着CFB1-P 用量的增加，可溶性磷酸盐的含量逐渐增加。这是因为大部分可溶磷酸盐与Pb（Ⅱ）形成沉淀，并且Pb（Ⅱ）被功能化菌剂大量固定，减少了CFB1-P 表面活性位点数量，避免了CFB1-P 吸收溶液中剩余的少量可溶性磷酸盐。

另一方面，培养时间也是影响CFB1-P 溶出可溶性磷酸盐的关键因素。如图3c 所示，在前5 h 的培养过程中，溶液中磷酸盐含量处在极低的水平，这可能是由于PSB正处于生长阶段的适应期，代谢活性及生长并不旺盛，菌株生物量较低。然而，随着培养时间延长到24 h，溶液中可溶性磷酸盐含量迅速增加并在48 h左右趋于平衡，这是由于PSB 在对数生长期代谢旺盛且生物量较高，因而能够分泌更多的有机酸和酸性磷酸酶。此外，相较于PSB 处理（115.6 mg·L-1），CFB1-P 具有更高的溶磷能力，溶液中可溶性磷酸盐的含量达到140 mg·L-1以上，这也证实了CFB1耦合PSB后能增强PSB的生物学功能。

如图3d所示，初始Pb（Ⅱ）浓度对CFB1-P 溶磷能力具有较大的影响。可以看出，在Pb（Ⅱ）初始浓度为20～50 mg·L-1，随着Pb（Ⅱ）浓度的增加，CFB1-P 中可溶性磷酸盐的含量逐渐增加（68.6～73.6 mg·L-1），随着Pb（Ⅱ）浓度进一步增加到200 mg·L-1，溶液中可溶性磷酸盐的含量呈下降趋势。这可能是由于在较低Pb（Ⅱ）浓度条件下促进PSB 的防御系统通过生物矿化作用降低环境对PSB的毒害作用，从而促进可溶性磷酸盐的溶出。随着初始Pb（Ⅱ）浓度升高，较高浓度的Pb（Ⅱ）严重抑制PSB 活性，导致其代谢能力下降从而使可溶性磷酸盐呈下降趋势。此外，与游离PSB 相比，低浓度的Pb（Ⅱ）对CFB1-P 溶磷能力的影响较弱，这是由于CFB1为PSB 提供了庇护所，减少Pb（Ⅱ）对PSB的危害。

2.3 CFB1-P对Pb（Ⅱ）吸附动力学

为了探究CFB1-P 对Pb（Ⅱ）的吸附效果随时间变化的关系，本研究进行了吸附动力学实验，先后选择了拟一级/二级模型和Avrami分数阶模型进行数据拟合[24-26]，结果如图4a 所示。CFB1-P 对Pb（Ⅱ）的吸附量在前0.5 h 急剧上升，占总吸附量的78.75%。这主要是由于CFB1-P 提供了大量的吸附位点，例如丰富的表面官能团和较高反应活性的FeS 纳米粒子等，同时PSB 的生物矿化作用也进一步提高CFB1-P 的固定化效果。然而随着时间进一步增加，由于吸附位点逐渐被Pb（Ⅱ）占据，使CFB1-P 对Pb（Ⅱ）的吸附速率逐渐降低，并且在约7 h达到平衡。

图4 时间对CFB1-P固定化Pb的影响（a）以及CFB1-P固定化Pb2+的等温线拟合结果（b）Figure 4 Time-dependent Pb（Ⅱ）immobilization on CFB1-P（a）and isotherm fitting results for Pb（Ⅱ）immobilization onto CFB1-P（b）

采用标准系数（R2）对各模型的适用性进行评价，R2值越大，表明动力学模型的适用性越好。结果显示，相较于拟一级/二级模型（R2分别为0.969 2 和0.987 9），Avrami 分数阶模型具有较大的R2值（0.999 3），对于描述CFB1-P 固定Pb（Ⅱ）具有更好的适用性，表明Avrami分数阶模型能够更好地拟合动力学数据，揭示了CFB1-P固定Pb（Ⅱ）过程中存在多重动力学[27-28]。

2.4 CFB1-P对Pb（Ⅱ）吸附等温线

采用Langmuir、Freundlich 和Sips 模型对等温线数据进行拟合[29-31]，结果见图4b。在Pb（Ⅱ）浓度梯度的驱动下，CFB1-P 对Pb（Ⅱ）的吸附量随Pb（Ⅱ）浓度的升高而迅速增加。然而随着Pb（Ⅱ）浓度的进一步增加，大量的Pb（Ⅱ）使CFB1-P 有限的活化位点之间产生了激烈的竞争，导致CFB1-P的吸附量缓慢上升，直至吸附平衡。此外，随着反应温度的升高，Pb（Ⅱ）的固定化效率升高，表明CFB1-P对Pb（Ⅱ）的固定化过程具有吸热特性。由表1 可知，Sips 和Langmuir 模型在3 种温度下均具有较高的R2，较好地拟合了吸附等温线数据，表明在CFB1-P 的吸附位点上，对Pb（Ⅱ）的吸附过程是单层吸附过程。同时，根据Langmuir等温线模型拟合结果qmax可知CFB1-P 对Pb（Ⅱ）的最大吸附量为452.99 mg·g-1，揭示了CFB1-P 对Pb（Ⅱ）具有优异的固定化性能。

表1 CFB1-P固定化Pb（Ⅱ）的等温线模型参数Table 1 Parameters of isotherm models for Pb（Ⅱ）binding by CFB1-P

2.5 CFB1-P对于土壤中Pb的钝化效果

如图5a 所示，与CK、PSB、BC 和CFB1处理相比，1%相同投加量下CFB1-P 对于土壤Pb 钝化效率较快。在修复30 d 后，CK、PSB、BC、BC-P 和CFB1处理下土壤中TCLP-Pb 浓度分别为55.04、47.49、37.38、32.82 mg·kg-1和18.79 mg·kg-1，而CFB1-P 处理下的TCLP-Pb 浓度仅为14.80 mg·kg-1。同时，与单独施用BC 和PSB 相比，CFB1-P 显著降低了土壤TCLP-Pb 含量，表明CFB1-P表面丰富的官能团（羧基、羟基等）和FeS纳米颗粒与Pb具有较高的亲和力，能够快速地与Pb 反应形成更稳定的化合物。与CFB1相比，CFB1-P进一步降低了TCLP-Pb 含量（降低了3.99 mg·kg-1）。这是因为FeS 不仅能有效地钝化Pb，缓解Pb 对PSB的毒害性，而且能增强PSB生物功能性促进可溶性磷酸盐的产生，从而钝化土壤中更多易迁移的Pb。因此，可以看出CFB1-P 的添加有效地降低了土壤Pb 污染的风险。

图5 不同处理对土壤中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

不同处理下土壤中DTPA-Pb 浓度（植物有效性Pb）的变化如图5b 所示。与CK 处理相比，其他处理土壤中DTPA-Pb 含量随修复时间的延长都有不同程度的下降。在修复30 d 时，PSB、BC、BC-P、CFB1和CFB1-P 处理组土壤中DTPA-Pb 浓度分别降低了33.12、47.78、55.64、77.14 mg·kg-1和88.61 mg·kg-1。与单独施用PSB、BC 及CFB1相比，CFB1-P 处理下土壤中DTPA-Pb 浓度降低更明显，这是因为CFB1-P 可以提供丰富的活性位点与更多的Pb 结合，降低DTPA-Pb 的含量。此外，Pb 的不稳定组分转化为更稳定形态PbS、Pb3（CO3）2（OH）2、Pb5（PO4）3OH 等矿物，从而有效地降低Pb的毒性。

2.6 CFB1-P促进黄瓜生长

从图6a 可以看出，在污染土壤中添加不同的修复剂后，黄瓜幼苗的株高和根长度都有所增加，其中CFB1-P 处理中黄瓜的株高和根长最大，分别为12.7 cm·株-1和4.1 cm·株-1。从图6b可以看出，与CK 处理组相比，添加CFB1-P处理显著提高了植株鲜质量，相比CK 处理组黄瓜幼苗鲜质量从0.87 g·株-1增加到6.52 g·株-1。一方面，CFB1-P 表面具有丰富的官能团（羧基、羟基等）和FeS 纳米颗粒，其与Pb具有较高的亲和力，能够快速地与Pb反应形成更稳定的化合物，同时缓解Pb 对PSB 的毒害，增强PSB 的生物功能，促进可溶性磷酸盐的产生，从而钝化更多的Pb离子，降低Pb对于黄瓜幼苗的胁迫作用；另一方面由于CFB1-P中含有一定量的植物生长所必需的营养元素，如碳、氮、钙、钾，CFB1-P的施用有助于促进植物生长[32]。

图6 不同处理对植株株高、根长（a）、植株鲜质量（b）的影响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）

如图6c 所示，CK、PSB、BC、BC-P、CFB1和CFB1-P处理中黄瓜幼苗地下部重金属Pb的含量较高，分别为63.83、56.93、44.06、39.90、8.07 mg·kg-1和5.59 mg·kg-1，而各处理中黄瓜幼苗地上部Pb 的含量较低，分别为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的主要摄取者，同时仅有少量Pb 向地上部传输。与CK 处理组中地下部和地上部的Pb 含量（分别为63.83 mg·kg-1和15.95 mg·kg-1）相比，其他处理组中均不同程度地降低了黄瓜幼苗植株体内Pb 的含量。值得注意的是添加CFB1-P 显著降低了黄瓜幼苗根和地上部Pb 的含量（5.59 mg·kg-1和1.39 mg·kg-1）。CFB1-P 通过化学沉淀、络合作用、静电吸附作用和生物矿化作用有效地钝化Pb，并形成更稳定的晶体结构如Pb5（PO4）3OH、Pb3（PO4）2和PbS 等，降低了Pb 的易变组分，从而降低了土壤中Pb 的生物毒性，进而阻控黄瓜幼苗植株对Pb的吸收。

2.7 前景展望

在实际应用方面，CFB1-P 虽然已在一定程度上应用于实验室规模的实验，但其在土壤中的实际应用有待进一步研究。例如，本研究未探讨湿干和冻融循环等影响CFB1-P 钝化性能的因素，应进一步讨论评价CFB1-P 的长期稳定性和有效性。另外，在将CFB1-P应用于实际土壤修复时，还应全面评价CFB1-P 对土壤理化特性、功能性酶的活性及土著微生物结构和功能的潜在影响，为实际应用提供科学参考。

3 结论

（1）功能化菌剂（CFB1-P）可以为PSB 提供适宜的生存环境，在功能化菌剂投加量为0.5 g·L-1，温度为30 ℃时，PSB 的溶磷量可提高到140 mg·L-1以上。吸附动力学研究发现，在最初0.5 h 的吸附过程中，CFB1-P 能够快速地吸附Pb，吸附量占总吸附量的78.75%，Avrami 分数阶动力学模型具有较高的R2，能够更好地描述CFB1-P 固定Pb（Ⅱ）的动力学数据，表明CFB1-P 固定化Pb（Ⅱ）过程中存在多重动力学；吸附等温研究发现，随着温度的升高，Pb（Ⅱ）的固定化效率升高，表明CFB1-P 对Pb（Ⅱ）的固定化过程具有吸热特性，根据Langmuir 等温线模型拟合结果可得CFB1-P对Pb（Ⅱ）的最大吸附量为452.99 mg·g-1。

（2）将CFB1-P施用到Pb污染土壤中，发现CFB1-P 能够有效地降低DTPA 浸提剂提取的Pb 浓度（下降了88.61 mg·kg-1）以及TCLP 浸提剂提取的Pb 浓度（仅为18.79 mg·kg-1），从而降低Pb 的生物可利用性。此外，相较于CK 处理，CFB1-P 施用显著增加黄瓜幼苗的根长、株高、鲜质量，降低黄瓜幼苗中地上部和地下部Pb 浓度，缓解Pb 对黄瓜植株的胁迫，从而促进植株生长。

（3）结合CFB1-P 固定Pb（Ⅱ）的表征及实验，表明静电吸附、表面络合、化学沉淀及生物矿化是CFB1-P固定Pb的主要机制。

综上所述，在施用1% CFB1-P 的投加量下，能够同时实现Pb 的有效钝化及缓解Pb 对黄瓜幼苗生长胁迫的作用，为土壤Pb污染的修复提供了新的思路。