1 引言(Introduction)

镉是环境中迁移性和毒性最强的重金属元素之一.据统计, 全球每年释放到环境中的镉有3.9×10⁴ t(蒋成斌, 2007), 我国每年排放到大气中的镉高达2186 t(Shao et al., 2013), 美国工业每年向大气排放的镉多达1700 t以上, 日本神户每年排放含镉废水高达3000 t以上(应娇妍, 2003).镉的化合物已被国际癌症研究中心(IARC)确认为IA级致癌物, 联合国环境规划署(UNEP) 提出12种具有全球性意义的危险化学物质, 镉被列为首位(Yuan et al., 2019；Šrut et al., 2019).因此, 加强镉污染防治对保护生态环境具有重要意义.

近年来, 随着“绿色环保”理念的兴起, 固定化微生物技术因效率高、稳定性强等优点, 在废水重金属污染治理领域受到广泛关注(文晓凤等, 2016).固定化微生物技术是指通过物理或化学方法将游离分散的微生物固定在有限空间内, 以提高微生物细胞浓度, 从而保持高生物活性并二次利用(Lin et al., 2010).近年来, 利用不同载体固定化微生物处理重金属污染已经成为研究热点之一.赵锐(2019)采用海藻酸钠、活性炭固定化菌株吸附Cr³⁺, 研究发现, 固定化菌剂对Cr³⁺的吸附率最高, 分别比单加菌和单加吸附剂高64.01%和16.33%；李刘刚等(2017)用粟米糠固定化米曲霉吸附Pb²⁺, 结果表明, 复合吸附剂对Pb²⁺的最大吸附容量比粟米糠单吸附剂高83.21%；Gan等(2018)采用桉树叶固定洋葱伯克霍尔德菌吸附水中的孔雀石绿和Cr⁶⁺, 结果表明, 桉树叶固定化菌剂对孔雀石绿和Cr⁶⁺的吸附量比单加菌分别高68.6%和47.5%.

硫酸盐还原菌(Sulfate Reducing Bacteria, SRB)是一类兼性厌氧细菌, 广泛存在但不局限于缺氧环境中, 能够将环境中的SO₄^2-还原为S^2-, S^2-与重金属离子反应生成稳定的金属硫化物(Li et al., 2018).生物炭能够通过离子交换、物理吸附、表面络合或化学沉淀作用去除重金属.另外, 生物炭具有发达的微孔结构, 能够为微生物提供有利的微环境, 提高微生物的密度, 屏蔽土著微生物的竞争作用和不利条件的侵害作用, 有利于接种微生物更好的生长. 另外, 采用农林废弃物制备生物炭材料能够解决秸秆资源化问题, 同时起到固碳减排、减少温室气体排放等作用(Hu et al., 2019).目前, 利用生物炭固定化SRB吸附重金属污染物的研究尚未见报道.

基于此, 本文以小麦、玉米、稻草秸秆生物炭为载体, 采用具有较高抗镉生长能力的SRB作为接种菌株制备固定化菌剂.通过检测不同生物炭制备的固定化SRB对Cd²⁺的吸附效应, 筛选出最佳的固定化载体, 并通过其理化性质、对Cd²⁺吸附的影响因素、吸附动力学及等温吸附模型的分析, 探讨固定化菌剂对Cd²⁺吸附过程及作用机理.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料 2.1.1 供试菌株

采用实验室从陕西宝鸡某铅锌尾矿库污染土壤植物(沙蒿)根际筛选的1株高效硫酸盐还原菌SRB15-3-2为固定化实验接种菌.该菌株在120 mg·L^-1 Cd²⁺溶液中生长良好, 经16S rDNA序列测定鉴定该菌株属于Enterobacter sp..

2.1.2 生物炭原料

选择小麦、玉米、稻草秸秆作为生物炭原料, 3种秸秆均采自陕西省西安市长安区周边农村.将采集的秸秆用蒸馏水冲洗干净, 80 ℃烘干至恒重, 采用粉碎机粉碎并过200目筛, 用自封袋干燥保存.

2.1.3 培养基

LB培养基：胰蛋白胨10 g、酵母浸粉5 g、NaCl 10 g、蒸馏水1000 mL, pH=6.8~7.0, 121 ℃灭菌20 min.

固定化培养基：蔗糖10 g、牛肉膏6 g、酵母浸膏1.5 g、蒸馏水1000 mL, pH=7.0~7.4, 121 ℃灭菌20 min.

2.2 实验方法 2.2.1 生物炭的制备

称取小麦、玉米、稻草秸秆粉各200 g, 热解温度分别设置为300、500、700 ℃, 进行缺氧炭化, 达到终温后继续炭化2 h, 待温度降至室温后取出, 称重, 计算炭化产率, 并转入自封袋保存备用, 分别标记为XM300、XM500、XM700、YM300、YM500、YM700、DC300、DC500、DC700(其中, XM300代表300 ℃下制备的小麦秸秆生物炭, YM300代表300 ℃下制备的玉米秸秆生物炭, DC300代表300 ℃下制备的稻草秸秆生物炭, 其余类推).

2.2.2 固定化菌剂的制备

取0、0.2、0.4、0.6、0.8和1 g的生物炭分别置于50 mL固定化培养基中, 121 ℃灭菌30 min, 以2%的接种量接入SRB15-3-2, 于28 ℃、150 r·min^-1条件下固定培养18 h；然后8000 r·min^-1离心10 min, 倒掉上清液, 用1%(质量分数)的生理盐水洗涤下层沉淀部分, 离心并重复洗涤3次, 离心所得固体即为固定化菌剂, 分别标记为IBXM300、IBXM500、IBXM700、IBYM300、IBYM500、IBYM700、IBDC300、IBDC500、IBDC700(其中, IBXM300表示使用XM300制备的固体化菌剂, IBYM300表示使用XM300制备的固体化菌剂, IBDC300表示使用DC300制备的固体化菌剂, 其余类推).

2.2.3 固定化菌剂对Cd²⁺的吸附性能与表征

将制备的固定化菌剂分别加入到含50 mL Cd²⁺溶液(80 mg·L^-1)的厌氧瓶中, 恒温振荡(30 ℃, 120 r·min^-1), 分别在0、2、4、8、18、24、30、42、54、66、90 h时取样；然后8000 r·min^-1离心10 min, 上清液过0.45 μm微孔滤膜, 利用火焰原子吸收光谱仪(AAS, Thermo iCE3000 SERIES)测定滤液中Cd²⁺浓度, 计算吸附率, 并筛选出吸附性能最佳的固定化菌剂用于后续实验.

采用溴化钾压片法对固定化菌剂进行傅立叶红外光谱(FTIR, EQUINOX-55)表征；使用扫描电镜(SEM, Zeiss-EVO18r)进行表面形貌分析；采用比表面积测试仪(BET, NOVA4200E)测定生物炭比表面积(液氮温度(77 K)条件下测定吸附剂对高纯液氮的吸附作用, 样品分析前采用流动氮气法在150 ℃温度条件下真空脱气2 h.采用多点BET法计算比表面积).

2.2.4 不同因素对固定化菌剂的吸附效果影响

分别取0、0.2、0.4、0.6、0.8和1 g 700 ℃条件下制备的小麦秸秆生物炭(XM700)固定化SRB(IBXM700), 然后分别加入到含50 mL不同浓度梯度Cd²⁺(20、40、80、120、160、200 mg·L^-1)溶液的厌氧瓶中, 采用1 mol·L^-1 HCl或NaOH分别调节pH至4、5、6、7、8、9, 恒温振荡(30 ℃, 120 r·min^-1)并分别在0、2、4、8、18、24、30、42、54、66、90 h时取样, 8000 r·min^-1离心10 min, 上清液过0.45 μm微孔滤膜, 采用火焰原子吸收光谱仪测定滤液中Cd²⁺浓度, 计算吸附率.实验均设3组平行.

将生物炭添加量(0、0.2、0.4、0.6、0.8和1 g)作为变量, 其余条件为最优条件下培养固定化菌剂；然后分别取1 mL菌液加无菌水振荡, 进行梯度稀释, 接着分别取1 mL稀释梯度菌悬液添加到灭菌后的9 mL SRB液体培养基(加入硫酸亚铁铵)中, 均匀分散培养, 等试管中出现黑色沉淀, 再进行计数.每组设3个平行样, 按照国标法GB/T14643.5—2009(MPN法)计算各组别SRB生长数量情况.

2.2.5 吸附实验

IBXM700对Cd²⁺的吸附动力学：取0.6 g XM700制备IBXM700, 然后加入到含50 mL Cd²⁺(80 mg·L^-1)溶液的厌氧瓶中, 恒温振荡(30 ℃, 120 r·min^-1), 分别在0、2、4、8、18、24、30、42、54、66、90 h时取样；8000 r·min^-1离心10 min, 上清液过0.45 μm微孔滤膜, 采用火焰原子吸收光谱仪测定滤液中Cd²⁺浓度, 研究其动力学特征.

BXM700对Cd²⁺的等温吸附：采用上述方法制备的IBXM700, 然后加入到含50 mL不同浓度梯度的Cd²⁺(20、40、80、120、160和200 mg·L^-1)溶液的厌氧瓶中, 恒温振荡(30 ℃, 120 r·min^-1)24 h后取样, 8000 r·min^-1离心10 min, 上清液过0.45 μm微孔滤膜, 采用火焰原子吸收光谱仪测定滤液中Cd²⁺浓度, 计算其等温吸附量.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 生物炭的理化性质

生物炭的理化性质如表 1所示, 3种秸秆生物炭随热解温度的上升, 其产率呈下降趋势, 小麦秸秆生物炭产率从42.96%(300 ℃)下降为20.72%(700 ℃).这是因为在热裂解过程中, 随着温度升高, 有机质逐渐降解, 灰分逐渐增加(郑凯琪等, 2016).秸秆炭化过程中, 其表面含氧官能团如—OH、羧酸的CO等会随着裂解温度的升高而减少, 脂肪性官能团会随热解温度提升而逐渐分解(陈再明等, 2013), 导致生物炭整体呈碱性, 且裂解温度升高, pH逐渐上升.随着温度升高, 3种生物炭比表面积均显著增加.当热解温度为700 ℃时, 小麦秸秆生物炭比表面积最大, 为101.441 m²·g^-1, 有利于富集污染物, 促使污染物向生物炭聚集, 提高微生物与污染物的接触几率(钱林波等, 2012).同时, 生物炭形成的微环境有利于保护微生物不受土著菌、有害物质的恶性竞争、侵害, 可以让微生物长期保持活性, 使其在复杂环境中依然能稳定地发挥高效性能(王银善, 2010).生物炭可以保障微生物生长所需的基本营养元素, 为微生物吸附重金属提供充足的营养物质(张杰等, 2019).

3.2 生物炭固定化菌剂对Cd²⁺的吸附

不同固定化菌剂对Cd²⁺的吸附效果如图 1a所示, 随着时间变化, 其吸附量有明显差异.其中, IBXM700对Cd²⁺的吸附量最大, 达到77.93 mg·g^-1, 分别比IBYM700和IBDC700提高了13.7%、10.7%.其原因可能是IBXM700的比表面积更大, 芳香化程度更高, 营养元素更丰富, 使得固定化菌剂的静电吸附、表面络合、阳离子-π、离子交换、沉淀等作用对重金属吸附效果得到加强.由图 1b可知, 固定化菌剂对重金属的吸附量显著高于单加菌组和生物炭组, IBXM700对Cd²⁺的吸附量分别比单加菌组、生物炭组提高了61.44%、19.76%.IBXM700相比单加菌组和生物炭组对Cd²⁺的吸附更有优势, 可能有两方面原因：首先菌剂中的生物炭载体增强了菌体对Cd溶液的耐受性；此外, 生物炭载体可以为菌体提供营养物质及改善生存空间, 产生大量的代谢产物S^2-及分泌物EPS, 使得生物炭与菌体产生协同吸附效应及增强了S^2-结合Cd²⁺生成难溶物作用.因此, 选择IBXM700进行后续吸附实验.

3.3 固定化菌剂的结构表征 3.3.1 FTIR表征分析

小麦秸秆生物炭和IBXM700吸附前后的红外光谱(FTIR)分析如图 2所示.由图 2a可知, 不同热解温度小麦秸秆生物炭特征吸收峰有所变化, 高温生物炭(≥700 ℃)相比低温生物炭官能团种类减少.官能团区：位于3219 cm^-1附近的宽吸收峰来自羟基的—OH伸缩振动, 随着温度的升高, 此处的吸收峰减弱, 可能是因为随着热解温度上升, 与氢键缔合的—OH逐渐断裂(高凯芳等, 2016).双键伸缩振动区：图 2a中1868 cm^-1处的吸收峰为芳环C=C键的面内变形振动产生；1558、1575 cm^-1处的吸收峰由羧基、羰基、酯基的C=O和芳环的C—C骨架伸缩振动产生(任爱玲等, 2006；Bruun et al., 2011), 由图 2a可知, 高热解温度下(≥500 ℃), C=O键吸收峰逐渐减弱消失, 是因为C=O键较容易被热解成CO和CO₂, 芳香性增强(王震宇等, 2014).指纹区：由图 2a可知, 波数1374 cm^-1处的吸收峰为烷烃—CH₃伸缩振动引起, 随着热解温度升高, 吸收峰逐渐消失, 表明高热解温度下烷烃基团被分解；1037、1107 cm^-1处的吸收峰为C—O键伸缩振动特征峰, 热解温度增高后这些吸收峰逐渐减弱消失, 这是因为纤维素和半纤维素在高温度下被分解, 提高了生物炭的芳香度(King et al., 2008)；950 cm^-1处为C=C键的变形振动吸收波峰, 668~755 cm^-1之间的吸收峰是芳烃的C—H面外弯曲振动造成的, 结合之前1500~1600 cm^-1左右处芳环的C—C骨架伸缩振动吸收峰, 表明小麦秸秆生物炭产生芳香环结构, 并且随温度升高, 其芳香程度越高.

图 2b为固定化菌剂IBXM700吸附Cd²⁺前后的红外分析谱图.可以看出, 反应前后官能团发生变化, 吸附Cd²⁺后, 在3218 cm^-1处有—OH振动峰生成, 表明有羧基参与吸附；在1976 cm^-1附近的吸收峰强度明显减弱, 表明有环状C—H基团参与吸附(王茜, 2017)；在1843 cm^-1处的谱峰消失, 可能是因为C=O官能团发生了作用(代丽花, 2017), 1635 cm^-1处有单环芳烃C=C谱峰波动, 说明吸附Cd²⁺后有羰基、C=C官能团参与过程.苯环的骨架振动峰从1496 cm^-1移到1489 cm^-1附近及1395 cm^-1处有C—O振动峰生成, 说明C—O官能团参与了吸附过程.在硫酸盐还原菌分泌胞外聚合物中也含有此类官能团, 如胞外聚合物中蛋白质的羧基、多聚糖的C—O键、羰基等官能团与Cd²⁺发生反应(代丽花, 2017).这些基团也表明IBXM700具有高度芳香化结构, 可以提供π电子与Cd²⁺发生阳离子-π作用(张杰等, 2019).

3.3.2 微观结构(SEM)表征分析

XM700和IBXM700扫描电镜图如图 3所示.由图 3a可以看出, XM700孔隙结构发达, 比表面积大, 这与表 1中的比表面积数据相一致.发达的孔隙结构有助于微生物的附着和污染物的吸附(Hale et al., 2013).

从图 3b可以看出, 在生物炭的孔隙和表面附着了大量的微生物, 说明SRB在生物炭载体上生长良好.IBXM700的多孔结构有利于污染物和代谢产物的扩散, 能够为微生物生长及高效吸附污染物提供更安全的空间.

3.4 固定化菌剂的吸附影响因素分析 3.4.1 吸附时间对吸附性能的影响

在Cd²⁺初始浓度为40 mg·L^-1, pH=8, 生物炭添加量为0.6 g的条件下, IBXM700对Cd²⁺的吸附率随时间变化如图 4a所示.从图 4a可以看出, 固定化菌剂对Cd²⁺的吸附在初期阶段迅速增加, 然后缓慢增加直至达到平衡, 据此可以分为快吸附和慢吸附两个阶段.其中, 0~2 h为快吸附阶段, 吸附量达到饱和吸附量的73.4%；2~8 h为慢吸附阶段, 在8 h时基本达到平衡.因此, 本实验IBXM700对Cd²⁺的吸附平衡时间为8 h.吸附初期固定化菌剂表面官能团及细胞壁可以提供充足吸附位点, 使离子与其快速结合；2 h后吸附速率降低, 这是因为Cd²⁺向细胞内的转移受新陈代谢和扩散的影响, 随着吸附位点趋于饱和, 吸附也达到平衡状态(刘金香等, 2017).

3.4.2 生物炭添加量对吸附性能的影响

在Cd²⁺初始浓度为40 mg·L^-1, pH=8, 吸附时间为8 h的条件下, 采用添加不同质量生物炭制备的IBXM700, 考察其对Cd²⁺吸附性能的影响, 结果如图 4b所示.由图可知, 污染物吸附率随生物炭添加量的增加呈现先增大再下降趋势.当添加量从0 g增加到0.6 g时, Cd²⁺吸附率从51.14%提高到94.28%, 随后缓慢波动下降, 固定化菌剂的最佳生物炭添加量为0.6 g.由此分析可知, 生物炭添加量过少, 会使微生物生长密度过大, 导致微生物对营养物质的竞争, 从而阻碍菌剂生长, 降低菌剂对重金属的吸附性能(张秀霞等, 2011).生物炭添加量过大, 由于生物炭表面官能团会使溶液pH逐渐增大至碱性, 从而影响微生物的正常生长, 这可能是造成生物炭添加量＞0.6 g后重金属吸附率下降的原因(王婷, 2013).

3.4.3 pH对吸附性能的影响

在Cd²⁺的初始浓度为40 mg·L^-1, 吸附时间为8 h, 生物炭添加量为0.6 g的条件下, 以IBXM700为实验菌剂, 考察不同溶液pH对固定化菌剂吸附性能的影响, 结果如图 4c所示.由图可知, 随着pH的增加, 固定化菌剂对Cd²⁺的吸附率呈先增大后减小的趋势, pH为4~8时, 吸附率从72.48%增大到93.75%, pH为8~9时, 吸附量从93.75%减小到86.15%.由此可得, pH为8时对Cd²⁺的吸附效果最好.

对于Cd²⁺而言, 当溶液呈酸性时, 溶液中有大量H⁺存在, 会与Cd²⁺竞争固定化菌剂表面的吸附位点, 而且由于水合氢离子的结合, 使菌剂表面酸性含氧官能团带正电, 从而阻碍Cd²⁺与吸附位点相结合(Yan et al., 2003).因此, 酸性条件下会抑制固定化菌剂对Cd²⁺的吸附.随着溶液pH升高, 溶液中OH^-浓度增加, OH^-与H⁺结合, 减少了H⁺与Cd²⁺对固定化菌剂吸附位点的竞争作用, 使得Cd²⁺与吸附位点的结合数量增多, 吸附能力增强(李力等, 2012).当pH进一步增大时, 会有Cd²⁺的沉淀产生, 降低吸附效果(Ghosh et al., 2015).

3.4.4 Cd²⁺初始浓度对吸附性能的影响

在生物炭添加量为0.6 g, pH为8, 吸附时间为8 h的条件下, 采用IBXM700考察Cd²⁺初始浓度浓度对固定化菌剂的吸附性能影响.由图 4d可知, 随着Cd²⁺浓度的增加, 固定化菌剂对其吸附率呈先增加后下降趋势, 在Cd²⁺浓度40 mg·L^-1时吸附率达到最大(97.33%), 然后随着离子浓度增加, 吸附率逐渐减小至68.04%.在低浓度区, 由于固定化菌剂表面吸附位点足够多, 且容易结合重金属离子, 因此, 吸附率逐渐增加(Lim et al., 2018).当重金属浓度超过一定阈值时, 吸附位点逐渐饱和, 难以结合离子, 而且重金属浓度过高会对微生物产生毒性, 抑制其新陈代谢, 降低吸附效率(文晓凤等, 2016).

3.4.5 SRB在生物炭上负载量对吸附性能影响

在Cd²⁺初始浓度40 mg·L^-1, pH为8, 吸附时间为8 h的条件下, 采用添加不同质量生物炭制备的IBXM700检测SRB生长数量情况, 在生物炭添加量分别为0、0.2、0.4、0.6、0.8、1 g时, SRB菌数分别为5.50×10⁷、1.23×10⁹、5×10¹⁰、3.80×10¹²、1.34×10¹¹和5.33×10⁹ cfu·mL^-1.SRB菌数随着生物炭添加量增加, 呈先增加再减小趋势, 在生物炭添加量为0.6 g时, SRB菌数最大.结合图 4b生物炭添加量对Cd²⁺的吸附曲线图, 可知SRB在生物炭上的负载量与Cd²⁺的吸附性能呈正相关.

3.5 吸附动力学

采用拟一级动力学方程(式(1))、拟二级动力学方程(式(2))、颗粒内扩散模型(式(3))对实验结果进行吸附动力拟合(Kołodyńska et al., 2012).

(1)

(2)

(3)

式中, Q_e为平衡吸附量(mg·g^-1)；k₁(h^-1)、k₂(g·mg^-1·h^-1)分别是拟一级、拟二级动力学方程的速率常数；k_p为颗粒内扩散模型速率常数(mg·g^-1·h^-0.5)；C是和边界层厚度有关的常数(mg·g^-1).

由表 3可知, IBXM700吸附Cd²⁺的拟一级动力学模型和拟二级动力学模型的R²值分别为0.999和0.993, 均大于0.9.此外, 拟一级动力学方程所得到的理论平衡吸附量Q_e(77.68 mg·g^-1)相比于拟二级动力学方程所得理论吸附量Q_e(79.62 mg·g^-1), 更加接近实验吸附量(77.08 mg·g^-1).因此, 拟一级动力学方程能更好地描述IBXM700吸附Cd²⁺的动力学过程, 拟一级动力学方程通常适用于液相快速吸附过程, 这也与图 5中Cd²⁺的吸附曲线相吻合.由表 3可知, 颗粒内扩散模型的R²值＜0.9, 因此, 吸附过程不符合颗粒内扩散模型.其原因可能是在实验吸附过程中, 离子交换和表面物理吸附起主导作用.另外, 由于固定化菌剂表面含氧官能团和硫酸盐还原菌所产生的S^2-与重金属离子反生反应, 使得重金属离子不容易进入固定化菌剂内部(代丽花, 2017).其吸附可分为3个阶段：①Cd²⁺通过液膜扩散附着在固定化菌剂表面；②Cd²⁺吸附在菌剂表面的吸附位点；③ Cd²⁺与固定化菌剂表面的代谢产物发生吸附反应, 有足够多的吸附位点结合, 不容易扩散到菌剂内部.

3.6 吸附等温线

采用Freundlich(式(4))和Langmuir(式(5))等温模型对实验结果进行拟合.

(4)

(5)

(6)

式中, Q_e和Q_m分别为菌剂达到吸附平衡和最大时Cd²⁺吸附量(mg·g^-1)；C₀和C_e分别为初始及平衡浓度(mg·L^-1)；K_L为Langmuir常数(L·mg^-1)；R_L为平衡常数, 判断反应是否可行；K_F((mg·g^-1)·(L·mg^-1)^1/n)和n都是Freundlich常数.

吸附等温线如图 6所示, 拟合参数见表 4.可以看出, Langmuir模型的R²(0.999)＞Freundlich模型的R²(0.995), SRB15-3-2和生物炭对Cd²⁺的吸附也更符合Langmuir模型(R²分别为0.999和0.996).表明IBXM700对Cd²⁺的吸附过程近似单分子层吸附, 由Langmuir模型计算得到的Q_m值(353.65 mg·g^-1)远大于生物炭的Q_m值(289.83 mg·g^-1)和SRB15-3-2的Q_m值(162.33 mg·g^-1).R_L是表示吸附剂亲和力的一个常数(文晓凤等, 2016), 0＜R_L＜1时, 说明有利于吸附, R_L＞1时, 说明吸附过程难以进行, R_L=1时, 表明整个吸附过程呈线性关系.由表可知, R_L值均在0~1之间, 说明吸附容易进行, 为非线性吸附.因此, 固定化SRB吸附Cd²⁺过程包含多种机制, 可以概括为3个方面：①Cd²⁺与固定化菌剂表面的含氧官能团等发生离子交换；②Cd²⁺与芳环CC键发生阳离子-π作用；③Cd²⁺与固定化菌剂产生的S^2-发生沉淀反应.

4 结论(Conclusions)

1) 随着热解温度升高, 小麦秸秆生物炭制备的固定化菌剂吸附效果最好.不同固定化菌剂中, IBXM700对Cd²⁺的吸附性能最好, 平衡吸附量达到了77.93 mg·g^-1, 比IBYM700和IBDC700分别提高了13.7%和21.12%.

2) IBXM700对Cd²⁺的最佳吸附条件为：pH为8, 生物炭添加量为0.6 g, 吸附时间为8 h, Cd²⁺初始浓度为40 mg·L^-1.

3) IBXM700吸附Cd²⁺符合拟二级动力学模型, 但更符合拟一级动力学模型, 内扩散模型的拟合效果不好, 因此, 吸附过程以离子交换、物理吸附为主, 化学作用为辅.吸附过程符合Langmuir模型, 说明是单分子层吸附, 并且可分为3个阶段：①Cd²⁺通过液膜扩散附着在固定化菌剂表面；②Cd²⁺吸附在菌剂表面的吸附位点；③Cd²⁺与固定化菌剂表面的产物发生吸附反应, 有足够多的吸附位点结合, 不容易扩散到菌剂内部.因此, 离子交换、沉淀可能为吸附主要作用机制, 阳离子-π键起次要作用.