夏金霞,孙金涛,于 蕊,王一初,安伟奇,金 洁,曹丹丹

生物炭及其水溶组分促进水铁矿微生物还原

夏金霞,孙金涛,于 蕊,王一初,安伟奇,金 洁*,曹丹丹

(华北电力大学环境科学与工程学院,北京 102206)

采用水稻秸秆在300, 400和500℃热解温度下制备生物炭(BC),并从中提取生物炭水溶组分(DBC),结合微生物还原实验和傅里叶转换红外光谱仪(FTIR)、X射线衍射晶体衍射(XRD)、电子顺磁(EPR)等表征手段考察BC和DBC对PCA还原水铁矿的影响和作用机制.结果表明,400℃热解BC可使微生物异化铁还原的速率增加12倍,还原率最高,这是由于其含有最多的醌基、羧基基团,可以作为电子穿梭体促进电子转移. BC不能作为电子供体直接向微生物或水铁矿提供电子. DBC使水铁矿的长期微生物异化铁还原程度和初始还原速率分别增加了10倍和2倍以上. 500℃热解DBC可以充当电子供体或者电子穿梭体,促进水铁矿的微生物还原,但是不能直接化学还原水铁矿.

生物炭；生物炭水溶组分；水铁矿；异化铁还原菌

铁(Fe)是地球上重要的氧化还原活性物质,普遍存在于土壤、沉积物和水生环境中,在微生物呼吸过程中起着重要的作用[1-2].Fe(III)在还原过程中具有释放、转化和隔离营养物质或污染物的能力[3].而微生物异化Fe(III)还原是诱导Fe(III)产生次生矿物过程的重要驱动力.

生物炭(BC)是一种富含碳的固体,在£700℃的限氧条件下由生物质热分解产生. BC含有芳香族和醌类结构,具有氧化还原活性,可以参与环境相关的氧化还原反应[4-6]. BC接受和提供电子的能力可以促进物种间的电子转移[7-9],从而对土壤中的生物地球化学循环产生重大的影响.例如,近期研究证明,BC可以作为细菌和Fe(III)矿物之间的电子穿梭体,促进Fe(III)的还原[10-11].然而,BC促进微生物异化铁还原的机理仍存在争议.研究发现, BC材料具有足够的导电性,可以促进物种之间的直接电子转移,而BC的氧化还原活性官能团对电子传递的介导作用有限.另一项研究发现, BC的导电性并不能促进直接的种间电子转移,而是BC表面的官能团(如醌和对苯二酚)可逆地接受和提供电子,在电子转移的过程中发挥了重要作用[11].这些不一致的发现表明,人们对BC介导微生物异化铁还原的机制仍然知之甚少.

BC应用于田间土壤,通过降雨或灌溉的洗脱,可释放可溶性部分,即生物炭水溶组分(DBC). DBC是了解BC地质和环境过程的关键,此外,溶解态和胶体态BC被认为在地下具有显著的流动性[12].与BC类似,DBC富含氧化还原活性官能团,可能会介导Fe(III)的还原.但是目前,关于BC介导的Fe(III)还原的研究主要集中在新鲜的BC颗粒上,而对DBC在Fe(III)还原中的作用仅仅做了初步探讨,得到的研究结果也不一致.例如, Xu等[10]发现,麦秸秆DBC使赤铁矿的初始还原率提高了1.0～3.6倍.然而,在Kapper等[11]的研究中,木屑DBC对水铁矿的还原没有显著贡献.这可能是由于木屑DBC中有机质浓度过低或者是氧化还原能力有限造成的,但是并没有直接证据能证明这种推论.关于生物炭DBC组分对Fe(III)还原的影响还有待深入研究.

目前, BC和DBC对微生物异化铁还原的影响及其作用机制仍不清楚.因此,本文研究了BC、DBC对水铁矿非生物和生物还原的影响,并借助傅里叶转换红外光谱仪(FTIR)、X射线衍射晶体衍射(XRD)、电子顺磁(EPR)等表征方法,揭示了BC、DBC促进微生物胞外电子传递的机制.

1 材料与方法

1.1 微生物培养及材料制备

采用已发表的方法对PCA菌进行培养[11]. PCA菌接种至NBAF培养基中,在30℃的培养箱中厌氧培养.孵育14h后,在对数中期收集细胞,用20mmol/L哌嗪-1,4-二(2-乙磺酸)(PIPES) 缓冲液(pH值7)洗涤3次.最后,在10000g下离心5min,得到菌球.

水稻秸秆(长度为1～3cm)购自中国山东省济宁市.缺氧条件下,在马弗炉中热解水稻秸秆制备BC.热解温度设置为在2h内从30℃分别增加至300,400, 500℃,并在各温度下保温2h.冷却到室温后,将得到的BC磨成粉末,过60目筛后储存于密封袋中,得到的BC根据热解温度命名为BC-300、BC-400、BC-500.

DBC在操作上被定义为通过0.45μm滤膜的BC.通过0.45μm的滤膜过滤通常用于区分天然含水层中的溶解性和特殊物质.过滤后, DBC可能仍然含有小的特殊物质或与部分胶体粒径大小类似的纳米颗粒.本文将不区分胶体BC和可溶性BC,将其统称为DBC.称取一定量的BC于烧杯中,按照1:10的固液比加入去离子水,用锡纸避光,放入超声浴中100W处理30min,随后转移到磁子搅拌器处理30min.浑浊液移至大离心管,4000r/min离心30min,向所得沉淀物中加入少量去离子水,离心洗涤1～2次,用0.45μm滤膜对上清液进行抽滤,使得BC溶液固液分离.最后将液体导入烧杯,避光密封4℃冷藏0.获得的DBC溶液根据其BC热解温度命名为DBC-300、DBC-400、DBC-500.采用总有机碳分析仪(Multi N/C 3100,Germany)测定DBC中总有机碳(TOC)的浓度.

水铁矿(Fe10O15·9H2O)的制备:将40g Fe (NO3)3·9H2O溶于500mL去离子水中,加入1mol/L的KOH约330mL,其中最后20mL逐滴加入,调节pH值至7～8,剧烈搅拌.之后,迅速离心得到沉淀物即水铁矿,并将其洗涤3次除去电解质.通过XRD (SmartLab SE,Japan)分析证实了合成的矿物为水铁矿.

1.2 BC和DBC介导的铁的微生物还原实验

厌氧实验在100mL的血清瓶中进行,共设置4组处理.第一组处理中,分别将1g/L的BC-300、BC-400、BC-500加入50mL新鲜培养基中,接种10%(v/v)的PCA细胞悬浮液于血清瓶中,添加水铁矿作为电子受体,乙酸钠作为电子供体(PCA菌＋BC＋乙酸钠＋水铁矿),测试不同热解温度的BC对Fe(Ⅲ)还原的作用,探究BC能否作为电子穿梭体影响微生物还原水铁矿;第二组设置不添加乙酸钠实验组(PCA菌＋BC＋水铁矿),以此探究BC能否作为电子供体影响微生物还原水铁矿;第三组只添加BC和水铁矿,设为非生物处理组(BC＋水铁矿),考察BC对水铁矿非生物还原的影响;第四组接种10% (v/v)的PCA菌,添加乙酸钠和水铁矿,设置为生物对照组(PCA菌＋乙酸钠＋水铁矿).厌氧实验中Fe(Ⅲ)的初始浓度为50mmol/L, BC的添加量为1g/L,在含有乙酸钠的处理组中,乙酸钠最终浓度为20mmol/L.

此外将BC全部替换为DBC进行厌氧实验,以探究DBC在微生物异化铁还原过程中的重要性.实验条件设为Fe(Ⅲ)初始浓度50mmol/L,乙酸钠20mmol/L, DBC 20mgC/L,菌体投加量为10%(v/v).共设置了4组不同处理:PCA菌＋DBC＋乙酸钠＋水铁矿;PCA菌＋DBC＋水铁矿;DBC+水铁矿;PCA菌＋乙酸钠＋水铁矿.

向血清瓶中通入80% N2和20% CO2的混合气体以去除氧气,随后用丁基橡胶塞封口,以确保厌氧环境,细胞-矿物悬液在室温下以100r/min摇动,每个处理重复3次.在不同的时间间隔,用无菌针头抽取一定量液体,血清瓶在取样前涡旋混匀,每次取样约0.5mL,用1mol/L HCl溶液0.5mL使悬浮液中氢离子的最终浓度为0.5mol/L,酸化的悬浮液反应过夜,以去除吸附在固体(水铁矿、细胞和BC)表面上的Fe(II).然后,悬浮液经0.45μm滤膜去除固体,用邻菲罗啉比色法分析Fe(II)的浓度,用紫外−可见光谱仪(UV-2700,Japan)在510nm处检测溶液的吸光度.

1.3 样品表征

本实验对被微生物还原过后的水铁矿进行XRD分析,确定反应过程中水铁矿的晶型是否发生变化,并采用XRD分析BC结构组成特征.采用FTIR (Thermo Fisher Is50,America)分析不同BC和DBC的官能团组成,分析其氧化还原能力来源.通过Zeta电位仪(Zetasizer Nano ZSE,Shanghai)测定BC的Zeta电势以及粒径,了解BC的表面电荷性质以及粒径大小和粒径分布.采用EPR(EMX 10/12, Bruker, Germany)光谱分析法检测与BC相关的半醌类自由基.在EPR试管中加入固定数量的(0.0015g) BC颗粒. EPR测量的主要参数为:微波频率9.38GHz,微波功率20dB(或2.0mW),扫描宽度200G,扫描时间30ms.

用荧光分光光度计(F-4600, Japan)测量了DBC的荧光激发-发射光谱(EEM),其激发(E)波长为200～450nm,发射(m)波长为250～500nm,增量为5nm[14].在测量前用去离子水将DBC样品均匀稀释至TOC浓度为20mgC/L.每个样品以2400nm/min的速率进行了几次平行荧光扫描,去除测量结果的瑞利和拉曼散射[15].

在180～800nm范围内用紫外-可见光分光(UV-Vis)光度计测量DBC的吸光度,以去离子水作为空白对照.计算了所有DBC样品在250和365nm处的吸光度比(即2/3)和光谱斜率275-295(即(275-295)/20)值,以此反映DBC分子芳香度和平均分子量(Mw)的变化.在进行UV-Vis测量之前,使用去离子水将DBC样品均匀稀释至TOC浓度为20mgC/L,以避免内部的过滤效应对其产生影响[16].将每个温度下DBC的254nm处吸光度(254, cm−1)除以各自的TOC (mgC/L)可得比紫外吸收度(SUVA254, L/(mgC·m))[17].

1.4 数据处理

采用Excel、Origin 2021对所有原始数据进行分析.所有实验重复3次,实验数据均为3个平行样品测定的(平均值±标准差).

2 结果与讨论

2.1 BC和DBC的表征

2.1.1 BC和DBC的FTIR分析 采用FTIR分析了BC和DBC的表面官能团,如图1所示,可以发现BC和DBC具有较为相似的FTIR光谱,但是一些特征吸收带存在显著的差异.在1098～1164cm−1处的吸收带是纤维素和半纤维素中C—O—C键伸缩振动,在1430cm−1的吸收带属于酚羟基,在1610cm−1处属于芳香羧基/羰基(C=O)或醌基,在1696cm−1处属于芳香C=C伸缩振动[18].在1098cm～1164cm−1处, BC-400的吸收带强度显著增加,表明BC-400纤维素或半纤维素的含量最高.随着温度的升高, 2858cm−1和2928cm−1之间的芳香族C-H吸收带强度逐渐减弱, BC-500几乎没有明显的吸收带,说明高温热解下生物质分解更加彻底,原有结构被破坏的程度更高.在1610cm−1处的BC-400吸收带最强烈, BC-500次之, BC-300最弱,这意味着相较于其他温度, BC-400可能含有最多的醌基,之前的研究认为,天然有机质和热解生成的BC得失电子能力一部分来自于醌基[19].

相比于DBC-300和DBC-400, DBC-500在1610～1696cm−1之间的吸收强度显著增强,表明高温热解的DBC芳香度更高,且DBC-500中含有更多的芳香羧基/羰基(C=O)或醌基.此外,对比BC和DBC的FTIR光谱,可以发现BC的一些特征吸收带在DBC中消失,如1310、878、777和474cm−1均属于芳香族C—H伸缩振动,这表明相比于母体材料BC, DBC具有更低的芳香性.

2.1.2 BC的Zeta电位、XRD光谱和EPR表征 由表1可以看出,3种温度下制备的BC的Zeta电位在不同处理条件下均为负值,即BC表面带有负电荷,这是因为BC表面的一部分含氧官能团失去质子被还原. BC-300、BC-400、BC-500的Zeta电位分别为(-33.38±2.82),(-34.42±2.28)和(-35.26±1.16)mV,可见BC的Zeta电位绝对值随着温度的增加呈现上升的趋势,这与前人的研究相一致[20].而在培养基溶液中, BC-400的Zeta电位绝对值最低,这可能是由于BC-400中的醌基含量最高,具有较强的给电子能力,因此可能失去一部分电子,从而使负电荷数量减少.此外还有研究表明,低温热解的BC胶体稳定性高于高温热解的BC,这可能是因为低温热解得到的BC羧基含量更高,因此其表面带有更多的负电荷[21].

图1 不同热解温度下BC和DBC的FTIR光谱

表1 BC在水溶液和培养基中的Zeta电位

采用XRD对不同温度的BC进行分析,确定BC的物相组成及热解温度对BC结构的影响.如图2所示,在26°～28°处观察到明显特征峰,代表BC非晶态结构的衍射峰,有研究表明这类非晶态结构衍射峰主要是与生物质中的纤维素晶体结构有关[20].随着炭化温度从300°C升高到500°C,在29.3°、45.3°、47.4°和48.6°处的峰值增强,表明BC的CaCO3含量增加.这是由于高温有利于生物质中的纤维素、半纤维素、木质素等物质的分解,使得灰分含量增高,灰分的主要成分CaCO3含量也随之增高.这也能在一定程度上解释为何BC主要呈碱性.虽然随着裂解温度的持续升高,官能团发生了变化,但除了峰的形状和强度有一些小的差异外, XRD光谱没有明显的变化.

图2 不同热解温度下BC的XRD光谱

为了进一步鉴定不同温度下制备的BC官能团之间的差异,本文对材料进行了EPR分析.之前已有研究证明,在BC介导的胞外电子传递过程中半醌自由基起着重要的作用[22].值是揭示有机自由基类型的典型参数,3种BC均检测到了明显的EPR信号,且值均为2.0032.和不同类型的电子穿梭体的值的研究相比,本实验所用的BC值偏低:腐殖质的值为2.0037～2.0048[23];Liao等[24]研究的以玉米秸秆、小麦秸秆和稻草为材料制备的BC值为2.0036～2.0053.通过值可以判断物质所含的自由基情况,一般情况下碳中心自由基的值小于2.003,如石墨碳和多环芳香族碳自由基的值分别为2.0028和2.0026,氧中心自由基的值大于2.004,如半醌自由基的值为2.004[10].如图3所示,本研究中3种BC主要以碳中心和氧中心的自由基组合,且这些自由基以芳香族碳为中心.这些自由基往往是半醌自由基和烷氧自由基,具有亲电性,很可能是强化微生物胞外电子转移的活性中心.不过考虑到2.0032的值大于2.0028和2.0026,水稻秸秆BC也可能含有少部分的半醌自由基,因为相比于其他的氧中心自由基,半醌自由基具有共振效应和更低的活化能,能够贡献一部分的碳中心自由基.与前人的研究[24]类似, BC的EPR信号强度随着热解温度的升高而增强,表明BC中自由基的数量也随热解温度升高而增加,意味着高温热解的BC含有更多的芳香族碳和半醌自由基,因而具更高的氧化还原活性.

图3 不同热解温度下BC的EPR信号

2.1.3 DBC的紫外和EEM分析 随着热解温度的升高, DBC溶出的比例逐渐降低,测得的TOC值从最高的541.63mgC/降低至90.6mgC/(图4(a)),与以往研究报道的趋势一致.过去有研究表明来自水生和陆地环境中的溶解性有机物(DOM)分离物的SUVA254值与芳香度之间呈正相关[25]. Xu等[26]假设非焦性DOM的SUVA254与通过13C-NMR测定的芳香度之间的线性关系也适用于DBC,从而来估计DBC的芳香度.本文在此也采用该方法,根据这一关系, DBC的芳香度百分比计算公式如下.

芳香度(%)=6.52SUVA254+3.63 (1)

将所得SUVA254与温度的关系绘制成图(图4(b)),可以发现DBC的芳香性随着温度的升高而增加,与FTIR结论相一致.此外,根据DBC的UV-Vis可以研究其有关分子量和芳香性的信息.实验测定了不同温度DBC的UV-Vis (图5(a)),与以往研究结果类似,其吸收光谱较宽且无特征峰,这可能是由于多个发色团吸收带的重叠[27].

通过计算得到了所有DBC样品在250和365nm处的吸光度比(即23),之前的研究表明,随着DBC分子量的增加, DBC吸收向长波长方向转移[28],即23比值会降低.如表2所示, DBC-500的2/3比值最大, DBC-300次之, DBC-400最低,说明DBC-500的平均分子量最少.计算光谱斜率275-295值,可以看到DBC-500的275-295值最大,从而也验证了低温DBC中含有较多的高分子量化合物,但随着热解温度的升高,它们被分解为低分子量化合物.但本文发现DBC-400的结果并不符合这一规律,之所以会出现这种结果,可能是因为23比值、275-295值一开始是被用于评价DOM的分子量和芳香度,这揭示出DBC与DOM在分子结构方面存在差异性,因此,后续的工作应开发更加适合DBC分子的评价指标.研究结果表明随着热解温度的升高, DBC-500中有机质分子量降低,芳香性增加,这也与Xu等[26]的研究结果类似.

表2 DBC的SUVA254、E2/E3比值、S275-295值(表中所得数据均在DBC浓度为20mgC/L下测得)

为了正确地评估DBC的化学成分随热解温度的变化,本文对DBC进行了EEM的测量分析.如图5(b～d)所示,突出的荧光信号证明了在制备的DBC样品中存在与腐殖质类、黄素类和蛋白类物质相关的官能团[29].可以注意到,随着热解温度的升高, DBC样品的荧光强度开始减弱, DBC-500样品的EEM荧光强度明显低于DBC-300和DBC-400样品.这些结果表明在较高的热解温度下, DBC中的大分子物质可能转化为具有水溶性和氧化还原活性醌和苯酚等小分子物质[30].这也与通过UV-Vis表征(图5(a))的结果一致即在较低热解温度下, DBC中含有大量的高分子量化合物,但随着热解温度的增加,高分子量化合物被分解为低分子量化合物.

2.2 BC在微生物还原水铁矿过程中的作用

以水铁矿为电子受体, PCA菌为Fe(III)还原菌和不同温度热解的BC进行了细胞悬液实验,以确定BC对微生物还原水铁矿的速率和程度的影响(图6).由图6(a)和图6(d)可以看出,培育7d后,在有BC和乙酸钠存在的情况下的Fe(Ⅲ)还原率明显高于不添加BC的对照组,其还原率在前3d保持上升的趋势,并在第3d时达到平衡, Fe(Ⅲ)还原率最高达到了3.91%,为不加入BC时的12倍.可见, BC可以明显促进水铁矿的微生物还原.在Kapper等[11]的研究中,在5～10g/L BC的存在下,超过77%的水铁矿被还原,其还原率高于本实验,这可能由于本实验设置的BC浓度为1g/L,远低于文献中5～10g/L的浓度设置,其次本实验设置的初始水铁矿浓度为50mmol/L,而文献中初始水铁矿浓度为15mmol/L. Yang等[31]的研究表明BC对微生物异化铁还原的促进作用需要一定的BC/水铁矿比,以促进PCA菌通过BC直接转移到水铁矿, BC对水铁矿和细胞的聚集会影响BC和矿物之间的相位接触,从而刺激或抑制微生物水铁矿的还原.此外, BC的存在也增加了水铁矿的初始还原率.从图6(a),(d)可以发现在BC存在条件下,前3d内Fe(III)初始还原率提高了11.5倍以上.

在本文中,经过7d的培育,在有BC存在和没有乙酸钠的情况下,加入BC-400时Fe(III)还原量相对较高,加入BC-300或BC-500时Fe(III)还原率仅为0.55%～0.87%(图6(b)),这表明PCA菌利用BC作为电子供体的效果较弱.

在没有乙酸钠的无细胞对照组中也观察到可忽略的还原量(图6(c)),如在7d时的Fe(Ⅲ)还原率仅为0.50%～0.85%,说明非生物过程在本文水铁矿的还原中所起的作用甚微.本文中BC可能主要作为电子穿梭体介导水铁矿的微生物还原:乙酸钠作为电子供体为PCA菌提供电子, BC接受来自细菌的电子并传递给水铁矿,使得PCA菌得以完成Fe呼吸的过程.根据BC的原料和裂解温度,每克BC可以可逆地接受和提供多达2mmol电子[32],进一步支持了BC作为Fe(III)还原细菌和Fe(III)矿物之间的电子穿梭体的潜在作用. BC的官能团包括酚羟基、羧基、C—O—C、C=O、芳香C=C等,已报道的与BC强化电子转移的电活性直接相关的主要有醌基、羧基、羰基,上文FTIR表征结果表明BC-400中含有较多的C=O,较高的C=O含量可以作为BC中的主要的电子接收部分.此外,由于BC颗粒具有较大的比表面积,因此具有良好的吸附性能,在其表面可能会吸附细菌、水铁矿,从而缩短了细胞外电子转移所需的距离,进而促进了水铁矿中Fe(Ⅲ)的生物还原.

由图6(a)可以看出,所有热解温度的BC都促进了水铁矿的还原.在中低温条件下,随着温度的升高BC促进微生物异化铁还原的能力先增加后减弱,加入BC-400时Fe(Ⅲ)的还原率最高为3.91%, BC-500次之为2.48%, BC-300最低为2.03%,这与前人对温度影响BC氧化还原能力的研究结果类似[33].这可能与BC的得失电子能力随裂解温度先增加后减小的趋势有关.BC热解过程中产生的环境持久性自由基以及本身所含有的官能团和共轭π电子结构、导电性共同决定着BC的得失电子能力,即影响BC介导微生物还原水铁矿中Fe(Ⅲ)的速率和程度.Song等[34]研究表明C=O含量与电子交换能力(EEC)呈正相关(2= 0.934,<0.0001),氧化还原活性C=O是EEC的显著贡献因素,而从FTIR结果(图1)可以得知BC-400在1610cm−1处C=O吸收强度最高,具有最多的羰基,因而相较于其他温度的BC, BC-400促进PCA菌还原水铁矿中的Fe(III)程度最高.此外,除了官能团的影响之外, BC还可能通过共轭π电子结构传递电子,随着热解温度的增加,醌类官能团的结构受到破坏, BC中稠环芳香结构相关的共轭π电子结构具有导电性,此时BC又能以类似导体的方式传递电子,促进水铁矿还原,相比于低温生成的无定形碳结构的BC,中高温的BC电阻更低且没有强烈的能量屏障,因而会有更强的导电性[18],更能促进微生物的异化铁还原.

2.3 DBC对水铁矿微生物还原的促进作用

如图7(a)和(d)所示,与未添加DBC的对照组相比,在添加了DBC、水铁矿、乙酸钠的条件下,水铁矿的初始还原速率和7d时间内Fe(Ⅲ)的还原程度显著增强,这表明DBC对微生物还原水铁矿具有较强的促进作用.对比不同热解温度的DBC的促进效果可以发现,DBC-300、DBC-400、DBC-500在7d时间内的Fe(Ⅲ)最大还原程度分别为1.14%、2.27%、2.85%,其Fe(Ⅲ)还原程度随温度增高而增加,但是DBC-400初始还原速率最大(0.0210mmol/ (L·h)), DBC-300的初始还原速率(0.0161mmol/(L·h))居中, DBC-500初始还原速率最小,为0.0103mmol/ (L·h). BC的热解温度会对其DBC的氧化还原活性官能团的结构和数量产生影响,进而影响其在促进微生物还原水铁矿时的效果.在未添加乙酸钠的实验中(图7(b)),可以看到,3种DBC展示出几乎相同的初始还原速率(0.0130～0.0159mmol/(L·h)), DBC- 500的7d时间还原程度较大(1.57%),其他DBC的7d时间还原程度类似(0.39%和0.43%).这表明尽管不同热解温度可能会使得DBC中氧化还原活性官能团的结构和数量有所不同,但在没有乙酸钠的情况下,水铁矿的还原速率要慢得多.此外,本文还探究非生物条件下DBC对Fe(Ⅲ)还原的影响,结果如图7(c)所示,可以看出在非生物条件下DBC对水铁矿的还原作用在1d时间左右基本达到平衡,3个温度DBC的Fe(II)平衡还原浓度大都在0.09mmol/L左右波动,其还原率仅为0.19%,表明DBC难以直接化学还原水铁矿.

为了便于比较3组数据,本文选取还原效果最好的DBC-500在不同实验条件下的结果进行观察(图7(d)),可以看出,在存在乙酸钠和DBC-500的条件下,水铁矿的微生物初始还原速率和7d还原程度远高于其他组.在存在DBC-500和没有乙酸钠的情况下,水铁矿还原率为1.57%,明显低于添加乙酸钠和DBC-500的情况,这部分还原可能是由于两种原因产生的: (1) DBC-500对水铁矿进行化学(非生物)还原; (2) DBC-500充当电子供体,从而辅助完成了微生物异化铁还原.考虑到非生物条件下Fe(Ⅲ)还原率仅为0.19%,占添加DBC-500和没有乙酸钠组的12%左右,这说明DBC-500对水铁矿进行化学还原程度有限,因此本文推断在缺少电子供体的环境中, DBC-500可以作为电子供体来促进水铁矿的微生物还原.在添加DBC-500但未接种微生物的情况下,只有极少量的Fe(II)产生,这表明在非生物条件下DBC-500促进水铁矿还原的效果十分有限,基本可以忽略.同时,本文对未用盐酸解吸的培养基溶液直接测量Fe(II)浓度,发现其浓度几乎为零,这说明反应产生的Fe(II)都吸附在矿物表面或者储存在矿物晶格中,而溶液中很少有游离态的Fe(II)存在.先前的研究表明腐殖质可以吸附Fe(II)并且可以吸附到水铁矿矿物上,通过阻止水铁矿表面钝化,导致Fe(III)还原程度增加[34].

DBC的氧化还原特性与BC中的可溶性分子有关,包括醌类和酚类[35].先前的研究[34]也表明了氧化还原活性氧官能团在微生物还原过程中促进电子转移时发挥了至关重要的作用,尤其是Xu等[10]的实验发现, DBC与MR-1菌接触反应后,半醌自由基的EPR信号明显增强,进一步支持了半醌自由基在细胞外电子传递过程中的潜在关键作用. BC热解过程中产生的醌类和芳香族分子被认为具有氧化还原活性,确保了DBC的电子交换能力[36]. Zhang等[13]研究也表明醌和芳香基团对DBC的氧化还原活性贡献极大,且DBC中的醌和芳香基团随着热解温度的升高而增加,达到500°C后随着温度的持续升高而降低.上述对DBC的FTIR和UV-Vis表征结果表明DBC-500相比DBC-300和DBC-400具有较高的芳香性,与Zhang等[13]的研究结论一致,这一结论也解释了为何DBC-500的Fe(Ⅲ)还原率最高.

这些结果表明, DBC在Fe(III)的微生物还原过程中有着非常重要的作用,不仅提高了水铁矿的长期(7d)还原程度,而且还提高了其初始还原速率,研究结果与Xu等[10]的结论类似.但在Kapper等[11]的实验中DBC没有显著的还原能力,表明DBC向Fe(III)的电子转移可以忽略不计.之所以会出现这样的结果,可能跟其实验条件有关, Kappler等[11]的研究中所用的原材料为木屑,热解温度设为620℃,而最近的研究[26]表明原料为木材的BC中可溶组分本身就比较少,较高的热解温度会导致其可溶组分进一步分解,当热解温度高于500℃时,DBC的电子转移能力会急剧下降.此外之前的研究中还对提取的DBC进行高温灭菌,进一步导致了可溶性组分的分解.而在另一项研究中[34],也没有发现DBC对微生物还原水铁矿过程产生促进作用,这是因为在该实验中利用硝酸溶液来预处理氧化,这个过程本身就是萃取过程, BC中的可溶组分被转移到硝酸溶液中了,因此,后续再用超纯水就很难再从BC中提取出DBC.

2.4 微生物还原过程中水铁矿晶型的转变

除了对Fe(III)还原速率和程度产生影响外,DBC在微生物还原水铁矿过程中也影响了次生矿物的形成.通过XRD (图8)的分析发现,磁铁矿(Fe3O4)和蓝铁矿(Fe3(PO4)2·8H2O)是水铁矿在前7d内形成的主要矿物相,也有一些菱铁矿(FeCO3)产生.12d后,所形成的矿物几乎全是蓝铁矿. Bauer等[37]发现,电子从还原腐殖酸转移到不同Fe(Ⅲ)矿物的程度取决于矿物的特性,因此可能取决于Fe(Ⅲ)矿物作为电子受体的氧化还原电位.还原过程中存在的Fe(II)的量和Fe(II)的形成速率控制着水铁矿晶型的转变.

图8 DBC存在下微生物还原前后水铁矿XRD图谱

此外, Fe(Ⅲ)微生物还原过程中诱导产生的次生矿物类型还与培养体系中的阴离子类型(CO32-、PO43-)密切相关,并受这些阴离子相对含量的控制,如碳酸氢盐或磷酸盐可导致营养物质和微量金属的吸附差异,以及土壤矿质反应性的变化.当使用 PIPES作为缓冲液时,水铁矿还原的最终产物为磁铁矿[38].在含有碳酸氢盐的缓冲液中,水铁矿很容易还原为磁铁矿和菱铁矿.当培养基中存在磷酸盐时,容易形成蓝铁矿.矿物质的适度还原,会导致表面结合的痕量金属的释放,或形成吸附在Fe(III)矿物表面的高活性Fe(II)物种,这可能会参与进一步的氧化还原反应.而且,对比不同DBC的结果可以发现,无论是还原7d还是12d,在添加DBC-500的情况下均测得了较窄的晶体半峰宽度,这说明DBC-500有着更高的氧化还原活性,促进了更多的水铁矿物被还原.

3 结论

3.1 BC和DBC都可以促进水铁矿的微生物还原,BC作为电子供体促进PCA菌还原Fe(Ⅲ)的能力较弱,而作为电子穿梭体,能够有效的促进电子由微生物转移到电子受体的过程,从而提高Fe(Ⅲ)的还原率.

3.2 在加入BC-400时, Fe(Ⅲ)的还原率最高,为不加入BC时的12倍.可能是因为BC-400含有最多的醌基、酚基基团. BC颗粒对Fe(II)的吸附可以提高水铁矿的长期还原效果.

3.3 DBC能促进微生物还原水铁矿的程度和速率,在20mgC/L DBC的存在下,水铁矿的长期微生物异化铁还原程度和初始还原速率分别增加了10倍和2倍以上.而在缺少电子供体的情况下, DBC-500在一定程度上可以充当电子供体,但是非生物还原过程对水铁矿的还原促进作用十分有限,几乎可以忽略.

3.4 DBC的添加还改变了次生矿物形成的类型,在DBC存在条件下,磁铁矿(Fe3O4)和蓝铁矿(Fe3(PO4)2·8H2O)是水铁矿在前7d内形成的主要矿物相,12d后,水铁矿所形成的矿物几乎全是蓝铁矿.

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Effects of biochar and its dissolved fractions on microbial reduction of ferrihydrite.

XIA Jin-xia, SUN Jin-tao, YU Rui, WANG Yi-chu, AN Wei-qi, JIN Jie*, CAO Dan-dan

(College of Environmental Science and Engineering, North China Electric Power University, Beijing 102206, China)., 2023,43(10)：5422～5432

In this study, biochar (BC) was prepared from rice straw at different pyrolysis temperatures (300, 400, and 500°C), and was used for dissolved fractions (DBC) extraction. In this study, the effects of BC and DBC on the reduction of ferrihydrite byPCA were investigated by combining microbial reduction experiments and various characterization methods including Fourier transition infrared spectroscopy (FTIR), X-ray diffraction crystal diffraction (XRD), and Electron paramagnetic resonance (EPR). The results showed that the highest reduction rate of ferrihydrite was achieved after the addition of BC prepared at 400°C (BC-400), which increased the rate of microbial dissimilatory iron reduction by 12 times. Containing the most quinone and carboxyl groups, BC-400 could function as an electron shuttle to promote electron transfer. BC could not serve as an electron donor to provide electrons directly to PCA or ferrihydrite. DBC increased the degree of long-term microbial reduction extent and initial reduction rate by more than 10 times and 2 times, respectively. DBC extracted from BC prepared at 500°C served as an both electron shuttle and electron donor to promote the microbial reduction of ferrihydrite, but it cannot directly chemically reduce ferrihydrite.

biochar；dissolved biochar fractions；ferrihydrite；dissimilatory iron-reducing bacteria

X172

A

1000-6923(2023)10-5422-11

2023-02-22

国家自然科学基金资助项目(42177204);持久性有毒污染物环境与健康危害湖北省重点实验室开放基金资助项目(PTS-2020-04);中央高校基本科研业务费专项资金(2020MS038)

* 责任作者, 副教授, jinjie19@126.com

夏金霞(1998-),女,吉林蛟河人,华北电力大学硕士研究生,主要从事生物炭和土壤碳的环境地球化学行为研究. 120212232027@ncepu.edu.cn.

夏金霞,孙金涛,于 蕊,等.生物炭及其水溶组分促进水铁矿微生物还原 [J]. 中国环境科学, 2023,43(10):5422-5432.

Xia J X, Sun J T, Yu R, et al. Effects of biochar and its dissolved fractions on microbial reduction of ferrihydrite [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5422-5432.