随着工业的发展，工业“三废”的排放、矿渣的不恰当处理、农用物资的滥用、城市生活废物特别是电子垃圾的增加，加速了Cd在土壤中的积累^[1]，导致我国农田土壤Cd问题日趋严重^[2]。Cd具有较大的生物毒性并且迁移活跃，是土壤优先控制元素之一^[3]。截至2014年，全国7%耕地土壤Cd超标^[4]，Cd污染土壤面积高达13 330 hm^2[5]，对人民健康和粮食安全造成较大威胁。

影响土壤中Cd²⁺稳定性的因子主要包括有机质、碳酸钙和铁锰氧化物含量，温度，时间等^[6-7]。土壤环境的变化如理化性质和调理剂的施入会对进入土壤中Cd的吸附和解吸动态平衡产生影响，进而改变土壤中Cd的环境风险。通常有机质含量较高的土壤对Cd的吸附能力较强，质地细和碳酸盐含量高的土壤易积累Cd^[8]，砂土及排水良好的土壤中不易积累Cd^[9]。

生物质炭作为重金属污染土壤绿色调理剂^[10-13]，由于其具有较多的含氧官能团、丰富的孔隙结构以及较大的比表面积等特点^[14]，可以增强土壤氧化还原特性，增加土壤有机质含量^[15]，改善生物学活性。同时，其松散的结构可以作为某些功能微生物如枯草芽孢杆菌的载体，通过物理、化学和生物学作用共同达到降低土壤Cd活性和毒性的目的^[16-17]。

鉴于此，通过研究不同吸附条件(浓度、有机质、pH、质地)和枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体施加后土壤对Cd²⁺的吸附与解吸作用动态规律，以明确土壤条件对Cd固定能力的影响及其稳定性^[18]，探索施加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体对土壤吸附Cd的增强效应，为Cd污染土壤的修复提供技术支持。

1 材料与方法 1.1 供试材料

供试土壤分别取自沧州某设施蔬菜大棚和保定市郊区，土壤质地分别为壤土和砂质壤土，以研究不同质地土壤对Cd²⁺的吸附差异。采样深度为0 ~ 20 cm表土层土壤，去除残叶等生物残体，自然风干后过20目筛备用。土壤的基本性质见表 1。

供试菌株为枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)，枯草芽孢杆菌培养基：蛋白胨10 g/L，牛肉浸膏5 g/L，NaCl 5 g/L，调pH至7.5。培养基于121 ℃、0.15 MPa条件下灭菌20 min后用于细菌培养。由菌种保存斜面挑取菌落接种于培养基中，30 ℃、180 r/min振荡培养，培养20 h左右直到细胞生长到指数后期收获菌悬液。以无菌水调节悬液浓度为5×10⁸ cells/ml。

在前期研究的基础上，将75 ml枯草芽孢杆菌液与30 g生物质炭于250 ml三角瓶中混合，30 ℃、180 r/min振荡复合48 h，使枯草芽孢杆菌吸附挂膜于生物质炭表面，制成枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体。

1.2 研究方法

1) 土壤中枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体的施加。添加量分别为0 (对照，CK)、10、20、30、50 ml/kg。施加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体后的土壤保持田间最大持水量的60%，平衡30 d后采集土壤进行测定。

2) 有机质的去除。分别取风干、过20目筛后的土壤，加入30%的H₂O₂溶液，充分搅动土壤，使有机质分解，待样品中不再有气泡生成时，再加入少量H₂O₂溶液，重复进行3次，经风干过20目筛后贮藏备用。

3) 批次吸附试验。初始溶液pH范围为3 ~ 8，Cd溶液浓度为11.2 ~ 281.0 mg/L。为确定某环境参数对Cd²⁺吸附作用的影响，保持其他参数不变、以该参数为唯一变量进行吸附试验。取土壤样品1.50 g置于离心管中并加入30 ml Cd溶液，调节pH，然后将样品在25 ℃恒温振荡器中振荡180 min，然后将悬浮液5 000 r/min离心10 min，收集上清液，通过原子吸收光谱仪测定上清液Cd²⁺浓度。由溶液中Cd²⁺浓度的降低计算复合体的吸附量。离心管中剩余残渣待自然风干后，放入自封袋留存。以上试验重复3次。

4) 解吸试验。将上述吸附试验离心后的土样，以0.01 mol/L NaNO₃溶液做解吸剂，按1︰20土水比，经充分混匀后，在25 ℃下振荡2 h，离心，测定上清液Cd²⁺浓度。土壤中Cd²⁺解吸率为土壤中Cd²⁺解吸量和吸附量比值的百分数。以上试验均重复3次。

1.3 数据处理

为了确定土壤对Cd²⁺的吸附等温特征，选择Langmuir和Freundlich等温线模型进行非线性拟合。等温吸附模型及参数如下：

${C_e}/{q_e} = {C_e}/{q_m} + 1/(b \times {q_m})$

(1)

${\rm{In}} qe = {\rm{In}}K + \left( {1/n} \right) \times {\rm{In}} Ce$

(2)

式中：q_e(mg/g)和C_e(mg/L)分别为Cd²⁺吸附量和溶液中的Cd²⁺浓度；q_m(mg/ml)为最大吸附容量；b为与结合位点的亲和力相关的Langmuir常数；K为吸附容量常数，1/n为Freundlich经验参数，与吸附强度有关。

应用Microsoft Office Excel 2010和SPSS 20进行数据统计分析，采用SigmaPlot 12.5作图。

2 结果与讨论 2.1 壤土对Cd的等温吸附特征

壤土对不同平衡溶液中Cd²⁺的吸附量如图 1所示，土壤对于Cd²⁺的吸附量随初始Cd²⁺浓度的增大而增大，Cd²⁺浓度由11.2 mg/L增至281.0 mg/L时，Cd²⁺吸附量由0.22 mg/g增至4.25 mg/g。在试验浓度范围内，壤土对Cd²⁺吸附量未达到100%，主要是由于土壤对于Cd的吸附位点远高于试验中所设的离子浓度^[19]。本试验所用的农田壤土对Cd的吸附能力高于一般的林地和草地土壤，以Cd²⁺浓度为100 mg/L时，3种土壤对Cd²⁺的吸附量分别为1.84、0.884和0.5 mg/g^[20]。Cd²⁺浓度由11.2 mg/L增至281.0 mg/L时，土壤对于Cd²⁺的解吸率缓慢增加，但是最大解吸率仍小于2%，表明壤土能保留大部分外源Cd²⁺，这部分不能解吸的Cd²⁺代表壤土对Cd(Ⅱ)有很强的亲和力和固定能力。由表 2可知Langmuir和Freundlich模型可以很好地拟合壤土对溶液Cd(Ⅱ)的等温吸附过程，土壤获得的最大理论吸收容量为18.0 mg/g。但是Freundlich等温模型(R² = 0.991)比Langmuir等温模型(R² = 0.976)更适于描述该吸附过程，证实了该土壤对Cd²⁺的吸附发生在非均匀的表面而不是均匀的单层吸附表面，也表明土壤介质的异质性和复杂性会影响重金属的吸附过程^[21-22]。

2.2 pH对土壤吸附Cd的影响

pH可以影响土壤表面的官能团和表面电荷的解离以及Cd²⁺在溶液中的形态，进而影响土壤对平衡溶液中Cd²⁺的吸附量^[18]。因此，溶液体系的pH是控制金属离子吸附行为的主要参数之一。对供试的土样(壤土)在不同pH的溶液条件下对Cd²⁺吸附能力进行评估，结果如图 2所示。随着pH由3增大至6，土壤对平衡溶液中Cd²⁺的吸附量呈现上升趋势，由1.03 mg/g增至1.09 mg/g。在pH = 6 ~ 7时，吸附曲线的倾斜程度变小，曲线逐渐变得缓和，在pH = 7时，土壤对溶液中的Cd²⁺吸附量达到最大值，为1.10 mg/g；在pH = 8时，土壤对溶液中的Cd²⁺吸附量维持在1.10 mg/g。溶液体系pH在酸性时对土壤的吸附Cd²⁺能力影响较大。有研究表明在酸性条件下，土壤的表面性质是制约Cd²⁺吸附的主要因素^[23-25]。其中阳离子交换是主要吸附机制，且溶液中存在较多的H⁺，H⁺与重金属Cd²⁺竞争土壤的吸附位点，导致吸附量较低，而随着溶液pH的增加，土壤颗粒表面发生去质子化，负电荷数量增加，使得土壤对Cd²⁺的吸附量增加^[26]，而且在较高pH时，Cd²⁺可能会与溶液中多余的OH产生Cd的氢氧化物沉淀。土壤表面性质以外的因素(水解、沉淀等)对吸附的影响逐渐加强，不同土壤对Cd²⁺的吸附差异逐渐减少^[25]。王海燕等^[27]用数学方法推导得出土壤Cd吸附量与土壤pH呈正比；王金贵^[28]研究表明pH升高有利于增强土壤有机质-金属络合物的稳定性，进而加强土壤对Cd²⁺的吸附力。

2.3 有机质对土壤吸附Cd的影响

由图 3可见，有机质会影响土壤对Cd²⁺的吸附能力，在较低浓度Cd溶液中(11.2 ~ 89.9 mg/L)，未去除有机质的土壤和去除有机质的土壤对Cd²⁺的吸附量基本一致，并且均随着初始浓度的增加呈现上升趋势；当Cd溶液初始浓度较大时(89.9 ~ 281 mg/L)，去除有机质的土壤对Cd²⁺的吸附量显著低于未去除有机质的土壤，并且二者均随着溶液浓度的增加而上升，当溶液Cd浓度为281 mg/L时，去除有机质后土壤对Cd²⁺的吸附量(3.50 mg/g)比原土壤吸附量(4.25 mg/g)降低了17.6%，表明有机质对土壤吸附并固定溶液中Cd²⁺的能力具有一定的促进作用。这也与宋鑫莱等^[29]的研究结果相同，土壤有机质的去除会降低其对重金属的络合能力和吸附能力，增大重金属的生物可利用性。这可能是因为去除有机质后会降低土壤表面负电荷数目从而降低土壤对于溶液中Cd²⁺的吸附能力^[6]。因为有机质的去除减少了土壤表面含氧官能团数目，减少了阳离子的吸附点位, 降低了土壤阳离子交换量，从而降低了土壤对于平衡溶液中Cd²⁺的吸附能力^[20]。另一方面可能是由于有机质表面羧基、酚羟基等多种官能团是络合吸附金属离子的主要胶体物质，有机质去除导致土壤中络合吸附金属离子的主要胶体物质减少，进而降低了对Cd²⁺的吸附能力^[30]。朱宁^[31]研究发现有机质对土壤吸附Cd的贡献能力较大，在不同大小的土壤微团聚体中有机质吸附Cd的贡献能力为12% ~ 26%，本研究结果与此一致。

2.4 土壤质地对土壤Cd吸附的影响

分别对壤土和砂质壤土进行Cd²⁺的等温吸附试验，结果如图 4所示，二者对Cd²⁺的吸附量均随着Cd²⁺浓度的增加而增加。在Cd²⁺平衡溶液浓度为11.2 ~ 56.2 mg/L时，两种质地的土壤对于Cd²⁺的吸附量无明显差异。当Cd²⁺初始浓度大于56.2 mg/L时，砂质壤土对Cd²⁺的吸附能力显著低于壤土，且随着Cd²⁺初始浓度的增大两种质地的土壤对Cd²⁺的吸附量差值也逐渐增大。当Cd²⁺浓度为281 mg/L时，砂质壤土对Cd²⁺的吸附量(2.53 mg/g)相比壤土(4.25 mg/g)降低了40.5%。由表 1可知砂质壤土的有机质含量(7.4 g/kg)显著低于壤土(20.9 g/kg)，说明有机质的差异可能是砂质壤土和壤土对Cd²⁺吸附能力不同的主要原因。房莉等^[31]研究表明，农田、草地和林地对Cd²⁺的吸附性能差异和土壤中有机质的含量有关，土壤有机质含量越大, 其含有的羟基和羧基也多, 吸附作用也越大。咸翼松^[32]研究青紫泥和黄斑田对Cd²⁺的吸附量差异与其有机质的含量有关；另外有研究表明不同土壤质地的组成成分能够影响土壤颗粒的吸持性能^[33]，黏粒含量的增加能提高Cd的吸附量^{[25, 34]}，土壤pH的升高也能够增强土壤表面的电负性进而增强对Cd²⁺的吸附能力^[35]，土壤中氮磷含量的增加可以降低土壤中Cd水溶性和可交换态的含量^[36]。

2.5 枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体对土壤Cd等温吸附的影响

图 5为供试土样(壤土)添加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体后对Cd²⁺的吸附量和解吸率曲线(初始Cd²⁺浓度为225 mg/L)，由图 5可知，土壤中添加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体后，土壤对Cd²⁺的吸附量均显著高于对照组(P < 0.05)。但Cd²⁺的吸附量并不一直随枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体的施加量的增加而增加。在添加枯草芽孢杆菌-生物质炭量为20 ml/kg组，土壤对溶液中Cd²⁺的吸附量达到最大值，为3.44 mg/g，较对照处理高11.7%。同时，添加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体，土壤吸附Cd²⁺后对Cd²⁺的解吸能力(0.42% ~ 0.48%)均低于对照组(0.55%)，随着添加量的增加土壤表面Cd²⁺的解吸率缓慢增加，在复合体添加量为10 ml/kg时有最小解吸率为0.42%。综合吸附量和解吸率可知，土壤中最佳的枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体添加剂量为10 ~ 30 ml/kg，出现这种现象的原因可能是添加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体后，生物质炭的存在会增加土壤的空隙度，增加土壤的含水率和阳离子交换量^[37]，进而增加对Cd²⁺的吸附能力^[38]。Beesley等^[39]将生物质炭施入土壤后，土壤沥出液中Cd²⁺的浓度显著降低；Lu等^[40]将稻草秸秆生物质炭施入到土壤中，酸提取态的Cd含量降低了11%。另外枯草芽孢杆菌可以钝化土壤中的Cd²⁺，李晓晴^[41]研究表明用枯草芽孢杆菌菌液处理土壤(棕壤、潮土、褐土)后可以显著降低土壤中有效态Cd含量；纪宏伟等^[42]研究表明枯草芽孢杆菌可降低潮褐土有效态Cd含量的5.07% ~ 42.63%，促进土壤中的Cd由可交换的形态向其他形态转化。枯草芽孢杆菌能够增加土壤微生物群落的丰度和多样性，进而促进土壤中微生物对重金属的吸附作用^[43-44]，并且生物质炭和枯草芽孢杆菌均对Cd²⁺具有吸附特性^[45-46]，进而使土壤对于Cd²⁺的吸附解吸能力发生改变。本文结果与以上研究一致，表明枯草芽孢杆菌联合生物质炭能够增加土壤对Cd²⁺的吸附能力，降低Cd的生物毒性。

3 结论

土壤对Cd²⁺的吸附量随着溶液Cd浓度、pH的增大而增大。有机质的去除会降低土壤对Cd²⁺的吸附能力，壤土对Cd²⁺的吸附能力高于砂土。施加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体能够提升土壤对Cd²⁺的吸附能力，并且在施加量为20 mg/L对Cd²⁺的吸附量达到最大值(3.44 mg/g)，且比对照组高出11.7%。同时，Freundlich模型(R²=0.997)表明土壤对Cd²⁺吸附发生在非均质表面。施加枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体会降低土壤对Cd²⁺的解吸率。因此，枯草芽孢杆菌-生物质炭复合体对加强重金属在土壤中的固定稳定化提供了可能。