鐵還原條件下鐵負(fù)載生物質(zhì)炭固定三價(jià)砷的能力及其穩(wěn)定性

朱曉東，楊敏，吳松，施維林，周東美*

（1.蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009；2.南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院污染控制與資源化研究國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京210023；3.生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042；4.國(guó)家環(huán)境保護(hù)土壤環(huán)境管理與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210042）

我國(guó)作為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)大國(guó)，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生大量農(nóng)作物秸稈，而農(nóng)作物秸稈的田間就地焚燒和廢棄會(huì)造成嚴(yán)重的大氣污染和農(nóng)業(yè)面源污染等問(wèn)題，因此秸稈的安全處置成為農(nóng)業(yè)和環(huán)境領(lǐng)域面臨的重大問(wèn)題。目前，秸稈還田、秸稈炭化還田和秸稈制備生物質(zhì)能是農(nóng)作物秸稈資源利用的有效途徑，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部也將秸稈炭化還田列為秸稈農(nóng)用的一種模式進(jìn)行推廣[1]。秸稈炭化還田在固碳的同時(shí)，能夠提升土壤pH，改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能，為植物生長(zhǎng)提供氮、磷等營(yíng)養(yǎng)元素，增加土壤團(tuán)聚體和持水性，以及減少溫室氣體排放等，因而在農(nóng)業(yè)領(lǐng)域備受青睞[2]。2014年發(fā)布的全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)指出，我國(guó)耕地土壤污染點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)到19.4%，并且主要污染類型為鎘、汞、砷等無(wú)機(jī)重金屬污染，因而探討生物質(zhì)炭還田對(duì)土壤中無(wú)機(jī)重金屬的修復(fù)能力也在環(huán)境領(lǐng)域引發(fā)研究熱潮[3]。

在生物質(zhì)炭用于農(nóng)田土壤污染修復(fù)的過(guò)程中，大量研究圍繞生物質(zhì)炭對(duì)重金屬的吸附固定能力展開(kāi)[4]。實(shí)驗(yàn)室研究表明，生物質(zhì)炭對(duì)鎘、汞、鉛、鋅等重金屬陽(yáng)離子具有很強(qiáng)的吸附固定能力，但是其對(duì)砷、磷、硝酸根等無(wú)機(jī)陰離子的吸附固定能力非常微弱。針對(duì)以上問(wèn)題，近年來(lái)也有文獻(xiàn)通過(guò)在生物質(zhì)炭表面負(fù)載金屬或金屬氧化物的形式，使其能夠固定砷、磷、硝酸根等無(wú)機(jī)陰離子[5-6]。盡管通過(guò)表面改性、表面功能化等方法能夠提升生物質(zhì)炭對(duì)陽(yáng)離子和陰離子型重金屬的吸附固定效果，但是在將生物質(zhì)炭應(yīng)用于實(shí)際農(nóng)田重金屬污染修復(fù)過(guò)程中，其修復(fù)效果卻呈現(xiàn)出較大差異[7-10]。在重金屬污染農(nóng)田土壤修復(fù)領(lǐng)域中值得注意的是，逐漸有文獻(xiàn)報(bào)道了土壤中鎘和砷等重金屬的有效性與土壤氧化還原電位的波動(dòng)密切相關(guān)[11-14]，因此有必要在氧化還原的背景下研究生物質(zhì)炭與土壤重金屬的相互作用。

2014年以來(lái)，逐漸有研究報(bào)道生物質(zhì)炭具有氧化還原特性[15-16]，能夠介導(dǎo)土壤中氧化還原過(guò)程的電子轉(zhuǎn)移，從而加速碳、氮、鐵、錳、硫等元素的生物地球化學(xué)循環(huán)[17-19]。土壤中鐵錳氧化物的氧化還原轉(zhuǎn)化決定了土壤中砷的遷移轉(zhuǎn)化行為[20-21]。我們前期的研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)，生物質(zhì)炭在加速微生物還原含砷鐵礦的過(guò)程中，會(huì)加劇三價(jià)砷[As（Ⅲ）]的釋放風(fēng)險(xiǎn)[22]。此外，生物質(zhì)炭也會(huì)加速土壤和沉積物中砷的釋放[23-25]。我國(guó)南方的水稻主產(chǎn)區(qū)面臨著嚴(yán)重的稻田土壤砷污染問(wèn)題，這極大地威脅到稻米質(zhì)量安全。近年來(lái)逐漸有研究嘗試將鐵負(fù)載生物質(zhì)炭應(yīng)用于稻田土壤砷污染的修復(fù)。稻田土壤砷的遷移轉(zhuǎn)化與土壤氧化還原電位的波動(dòng)密切相關(guān)，而鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中的含鐵礦物和生物質(zhì)炭均為氧化還原活性物質(zhì)。稻田土壤砷污染阻控的關(guān)鍵在于水稻淹水期砷的大量釋放及植物累積，但是具有氧化還原活性的鐵負(fù)載生物質(zhì)炭在稻田淹水期的還原環(huán)境中，對(duì)砷的固定能力及其穩(wěn)定性還未得到詳盡的評(píng)估?；诖?，本研究通過(guò)制備可以有效固定砷的鐵負(fù)載生物質(zhì)炭，構(gòu)建鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含砷鐵礦體系和鐵負(fù)載生物質(zhì)炭-As（Ⅲ）-鐵還原菌還原體系，以評(píng)估鐵負(fù)載生物質(zhì)炭在還原條件下固定砷的能力及其穩(wěn)定性。本研究將有助于建立稻田土壤砷污染高效修復(fù)材料的篩選方法。

1 材料與方法

1.1 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭和含As（Ⅲ）水鐵礦的制備

木屑生物質(zhì)采集自木材加工廠，將其清洗烘干后，稱取200 g加入5.96 g 7水合硫酸亞鐵溶液（14.9 g·L-1，400 mL），超聲振蕩4 h后取出烘干，放入坩堝，在管式爐中氮?dú)鈼l件下高溫?zé)峤? h，制備鐵負(fù)載生物質(zhì)炭。在熱解溫度為400、500、600℃和700℃下制備的鐵負(fù)載生物質(zhì)炭分別命名為BC-Fe-400、BC-Fe-500、BC-Fe-600和BC-Fe-700。將制備的鐵負(fù)載生物質(zhì)炭用超純水清洗、烘干、球磨后裝入棕色試劑瓶中備用。鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的元素組成、比表面積和礦物組成分別通過(guò)元素分析儀（VARIO ELⅢ，Elementar Inc.，Germany）、比 表 面積 測(cè) 定 儀（Micromeritics，ASAP2020，USA）和 X 射線電子衍射（XRD，Ultima IV，Rigaku，Japan）進(jìn)行分析測(cè)定。

含As（Ⅲ）的水鐵礦[As（Ⅲ）-FH]通過(guò)鐵鹽和堿共沉淀的方法合成：緩慢滴加0.2 mol·L-1的KOH至高速攪拌的Fe（NO3）3（0.2 mol·L-1）和NaAsO2（0.069 4 g·L-1）混合溶液中，中和至pH為7.5。所得到的懸液經(jīng)過(guò)離心清洗后，制備成Fe濃度為0.2 mol·L-1的懸液，裝入血清瓶中曝氮?dú)獬鹾竺芊鈧溆谩?/p>

1.2 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭在有氧條件下吸附As（Ⅲ）實(shí)驗(yàn)

鐵負(fù)載生物質(zhì)炭吸附As（Ⅲ）實(shí)驗(yàn)體系組成為：0.04 mol·L-1的 NaClO4電解質(zhì)溶液，1 g·L-1鐵負(fù)載生物質(zhì)炭吸附劑，3 mg·L-1As（Ⅲ）吸附質(zhì)。設(shè)置不加生物質(zhì)炭的對(duì)照組（CK）和分別加BC-Fe-400、BC-Fe-500、BC-Fe-600和BC-Fe-700的實(shí)驗(yàn)處理組。首先，將45 mL電解質(zhì)和吸附質(zhì)混合液加入100 mL三角瓶，調(diào)節(jié)溶液pH=7，隨后取5 mL鐵負(fù)載生物質(zhì)炭?jī)?chǔ)備液（10 g·L-1）加至三角瓶啟動(dòng)吸附實(shí)驗(yàn)[6]。在設(shè)定的時(shí)間點(diǎn)取懸液過(guò)0.22 μm濾膜，濾液保存于1 mol·L-1的HCl中。As（Ⅲ）濃度通過(guò)電感耦合等離子體質(zhì)譜儀進(jìn)行分析測(cè)定（ICP-MS，PerkinElmer NexION 2000，USA）。

1.3 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含As（Ⅲ）-FH實(shí)驗(yàn)

厭氧As（Ⅲ）-FH還原實(shí)驗(yàn)體系的組成為：模式鐵還原菌Shewanella oneidensis MR-1，厭氧礦物質(zhì)培養(yǎng)基[26]，鐵負(fù)載生物質(zhì)炭（1 g·L-1），As（Ⅲ）-FH[Fe濃度為10 mmol·L-1，As（Ⅲ）濃度約為2 mg·L-1]。設(shè)置5個(gè)加微生物的實(shí)驗(yàn)組處理（不加生物質(zhì)炭的CK和分別加 BC-Fe-400、BC-Fe-500、BC-Fe-600、BC-Fe-700的實(shí)驗(yàn)組）和5個(gè)非生物的對(duì)照組處理（不加生物質(zhì)炭的Abiotic CK和Abiotic BC-Fe-400、Abiotic BCFe-500、Abiotic BC-Fe-600、Abiotic BC-Fe-700）。首先將35 mL厭氧礦物質(zhì)培養(yǎng)基裝入100 mL血清瓶中，曝氣除氧、密封、高溫滅菌后靜置2 d。隨后依次加入2 mL As（Ⅲ）-FH儲(chǔ)備懸液[Fe濃度為0.2 mol·L-1，As（Ⅲ）濃度約為40 mg·L-1）和2 mL鐵負(fù)載生物質(zhì)炭?jī)?chǔ)備懸液（20 g·L-1，已曝氣除氧），振蕩箱中120 r·min-1、28 ℃培養(yǎng)24 h，在設(shè)定時(shí)間點(diǎn)（5、10、22、32、46、58、82、122、170、242、310、382、454、526、646 h）用注射器分別在厭氧手套箱里和常規(guī)有氧環(huán)境中取約0.1 mL懸液樣品和濾液樣品，并分別保存于0.9 mL的1 mol·L-1無(wú)氧HCl溶液和常規(guī)HCl溶液中，用于檢測(cè)鐵負(fù)載生物質(zhì)炭對(duì)As（Ⅲ）-FH的化學(xué)還原作用及對(duì)As（Ⅲ）-FH中As（Ⅲ）釋放的影響。在24 h時(shí)，接種1 mL的S.oneidensis MR-1懸液（在LB培養(yǎng)基中培養(yǎng)16 h后收集菌體，清洗后重懸于血清瓶中，曝氣除氧后備用）啟動(dòng)鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原As（Ⅲ）-FH實(shí)驗(yàn)，選擇固定的時(shí)間點(diǎn)取樣分析懸液和上清液中Fe的形態(tài)含量及上清液中As（Ⅲ）的濃度。其中As（Ⅲ）的濃度通過(guò)ICP-MS分析，F(xiàn)e（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）用鄰菲啰啉比色法檢測(cè)。反應(yīng)終止時(shí)收集固相沉淀樣品，凍干后用于XRD分析。

1.4 微生物還原鐵負(fù)載生物質(zhì)炭實(shí)驗(yàn)

微生物還原鐵負(fù)載生物質(zhì)炭實(shí)驗(yàn)體系的組成為：鐵還原菌S.oneidensis MR-1，厭氧礦物質(zhì)培養(yǎng)基，鐵負(fù)載生物質(zhì)炭（1 g·L-1），溶解態(tài)As（Ⅲ）（約2.5 mg·L-1）。共設(shè)置5個(gè)實(shí)驗(yàn)處理組，CK和BC-Fe-400、BCFe-500、BC-Fe-600、BC-Fe-700。首先將35 mL厭氧礦物質(zhì)培養(yǎng)基裝入100 mL血清瓶中，曝氣除氧、密封、高溫滅菌后靜置2 d。隨后依次加入2 mL的溶解態(tài)As（Ⅲ）儲(chǔ)備懸液（約50 mg·L-1）和2 mL鐵負(fù)載生物質(zhì)炭?jī)?chǔ)備懸液（20 g·L-1，已曝氣除氧），振蕩箱中120 r·min-1、28 ℃培養(yǎng)18 h，分別在6 h和18 h取厭氧懸液樣品和上清液樣品保存于1 mol·L-1的無(wú)氧HCl和常規(guī)HCl溶液中。在18 h時(shí)接種1 mL的S.oneidensis MR-1懸液?jiǎn)?dòng)微生物還原鐵負(fù)載生物質(zhì)炭實(shí)驗(yàn)，設(shè)定時(shí)間點(diǎn)取樣監(jiān)測(cè)懸液和上清液中Fe的形態(tài)含量及上清液中As（Ⅲ）的濃度。反應(yīng)終止時(shí)收集固相沉淀樣品，凍干后用于XRD分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的基本性質(zhì)及其As（Ⅲ）吸附能力

BC-Fe-400、BC-Fe-500、BC-Fe-600和 BC-Fe-700四種生物質(zhì)炭的鐵含量分別為6.0%、5.5%、5.8%和8.9%（表1）。隨著熱解溫度的升高，鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中C、H和O的含量基本維持穩(wěn)定，表明有鐵存在時(shí)，木屑中的組分在400℃經(jīng)過(guò)4 h即可以被完全轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的碳形態(tài)。當(dāng)溫度從400℃升到700℃時(shí)，生物質(zhì)炭的比表面積從 457 m2·g-1降至 183 m2·g-1，一方面是由于溫度升高導(dǎo)致生物質(zhì)炭中的孔結(jié)構(gòu)坍塌，另一方面是因?yàn)樯傻暮F礦物包裹在生物質(zhì)炭表面堵塞了孔道[27]。XRD分析結(jié)果表明（圖1），4種鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中鐵的形態(tài)均為晶型較為穩(wěn)定的磁鐵礦。隨著熱解溫度的提升，磁鐵礦的譜峰強(qiáng)度逐漸增強(qiáng)，晶型也更為穩(wěn)定；對(duì)于磁鐵礦在30.1°處的主峰，由Scherrer公式計(jì)算得到的晶體大小依次為19.6、21.5、22.7、24.3 nm。

表1 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中各元素的含量及其比表面積Table 1 Elemental composition and specific surface area of iron-loaded biochar

圖1 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的X射線衍射譜圖（XRD）Figure 1 X-ray diffraction patterns of iron-loaded biochars

圖2 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭對(duì)As（Ⅲ）的吸附動(dòng)力學(xué)曲線Figure 2 Adsorption kinetic for As（Ⅲ）on iron-loaded biochar

表2 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭吸附As（Ⅲ）的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合參數(shù)Table 2 Best-fit parameter values for second-order model of kinetic data

如圖2和表2所示，4種溫度下制備的鐵負(fù)載生物質(zhì)炭均可有效吸附水溶液中的As（Ⅲ），準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)擬合[y=a2b（1+abx）]結(jié)果表明，BC-Fe-700對(duì)As（Ⅲ）的最大吸附量為1.410 mg·g-1，顯著高于BCFe-400、BC-Fe-500和BC-Fe-600（0.837～0.938 mg·g-1），這與BC-Fe-700具有更高的鐵含量一致。此外，BC-Fe-400吸附As（Ⅲ）的速率常數(shù)K2（0.125 g·mg-1·min-1）遠(yuǎn)低于 BC-Fe-500、BC-Fe-600 和 BCFe-700（0.407～0.421 g·mg-1·min-1）。對(duì)于BC-Fe-400和BC-Fe-600，盡管磁鐵礦負(fù)載量相近，但是比表面積更大的BC-Fe-400對(duì)As（Ⅲ）的吸附速度反而更慢。同一鐵礦物中Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）含量的差別雖然不會(huì)影響XRD譜圖中的譜峰，但是會(huì)明顯改變鐵礦物對(duì)As（Ⅲ）的吸附能力[28]。因而，BC-Fe-400和BCFe-600吸附As（Ⅲ）的速率呈現(xiàn)較大差別的原因可能是不同溫度制備的鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中磁鐵礦的晶體大小和晶型存在差異。

2.2 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)含As（Ⅲ）水鐵礦還原過(guò)程中鐵和As（Ⅲ）的轉(zhuǎn)化及釋放

在鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的培養(yǎng)體系中，與不加鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的CK組相比，鐵負(fù)載生物質(zhì)炭加速了含As（Ⅲ）水鐵礦的還原，經(jīng)過(guò)170 h即可將體系中1 mol·L-1鹽酸溶解態(tài)Fe（Ⅲ）全部還原為Fe（Ⅱ），而CK組中的Fe（Ⅲ）526 h后才完全還原（圖3A）。在生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的過(guò)程中，生物質(zhì)炭作為電子穿梭體，一方面接收微生物代謝產(chǎn)生的電子被還原，另一方面釋放電子使鐵礦被氧化，并且以上電子的得失過(guò)程不斷循環(huán)往復(fù)[17，22]。生物質(zhì)炭中導(dǎo)電石墨片層對(duì)電子輸入存儲(chǔ)和輸出釋放的電子傳導(dǎo)過(guò)程，及醌∕酚類官能團(tuán)被微生物還原后的得電子能力，使其獲得氧化還原特性[16]。并且生物質(zhì)炭的電子穿梭效率與其氧化還原特性正相關(guān)[17]。鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的制備溫度越高，加速微生物還原鐵礦的能力越強(qiáng)，表明鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的氧化還原特性隨熱解溫度的增加而增強(qiáng)。含As（Ⅲ）水鐵礦的還原使得Fe2+釋放至溶液中，鐵負(fù)載生物質(zhì)炭促進(jìn)Fe2+釋放達(dá)到最大值，隨后也促進(jìn)其從溶液中去除，并且鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的制備溫度越高，促進(jìn)作用越顯著（圖3B）。這是由于Fe2+與溶液中的磷酸根和碳酸根發(fā)生沉淀作用并生成次生礦物，F(xiàn)e2+的生成速度越快，次生礦物的沉淀速度也越快。由圖3C可以看出，在0～400 h之間，盡管鐵負(fù)載生物質(zhì)炭具有砷固定能力，但是鐵負(fù)載生物質(zhì)炭在加速鐵還原的同時(shí)，加速了水鐵礦中As（Ⅲ）的釋放。隨著培養(yǎng)時(shí)間的進(jìn)一步延長(zhǎng)，加入鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的培養(yǎng)體系中As（Ⅲ）的濃度均低于CK組，表現(xiàn)為促進(jìn)As（Ⅲ）的固定。在646 h時(shí)，CK組中As（Ⅲ）的釋放濃度為1.20 mg·L-1，而加入BC-Fe-400、BC-Fe-500、BC-Fe-600和BC-Fe-700的培養(yǎng)體系中釋放的As（Ⅲ）濃度均低于CK組，分別為0.989、0.975、0.899 mg·L-1和0.524 mg·L-1。BC-Fe-700固定As（Ⅲ）的能力顯著高于另外3種鐵負(fù)載生物質(zhì)炭，并且454～646 h，加入BCFe-700的體系溶液中As（Ⅲ）的濃度逐漸降低，這可能是由于生物質(zhì)炭中負(fù)載的磁鐵礦較難被微生物還原，從而可以逐步固定水溶液中的As（Ⅲ）。

圖3 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)Shewanella oneidensis MR-1還原含As（Ⅲ）水鐵礦還原過(guò)程中鐵的還原率、上清液中Fe2+和As（Ⅲ）的濃度Figure 3 The percentage of reduced Fe（Ⅱ），and the concentration of released Fe2+and As（Ⅲ）in supernatant during iron-loaded biochar mediated Shewanella oneidensis MR-1 reduction of arsenite-bearing ferrihydrite

水鐵礦還原釋放的Fe（Ⅱ）會(huì)與培養(yǎng)液中的陰離子發(fā)生反應(yīng)生成次生礦物。經(jīng)過(guò)646 h的還原作用，CK組中生成了大量藍(lán)鐵礦[Fe3（PO4）2]和少量菱鐵礦（FeCO3）（圖4）。對(duì)于藍(lán)鐵礦和菱鐵礦這兩種礦物，它們的logKsp分別為-36和-10.9[29-30]，因此在反應(yīng)體系中先生成藍(lán)鐵礦，后生成菱鐵礦，這與已有的研究結(jié)果一致[22]。在加入了鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的培養(yǎng)體系中，同樣檢測(cè)到了藍(lán)鐵礦和菱鐵礦，其中藍(lán)鐵礦的譜峰強(qiáng)度均低于CK組，而菱鐵礦的譜峰強(qiáng)度均高于CK組，這可能是由于鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中磁鐵礦吸附了體系中的部分磷酸根，阻礙了藍(lán)鐵礦的生成，進(jìn)而促進(jìn)菱鐵礦的生成。此外，對(duì)于磁鐵礦而言，其位于35.4°的主峰與藍(lán)鐵礦的譜峰位置重合，而其非主峰對(duì)應(yīng)的譜峰強(qiáng)度均較弱，但是通過(guò)對(duì)比不同處理組中藍(lán)鐵礦各譜峰的相對(duì)強(qiáng)度可以推斷出，加入鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的培養(yǎng)體系中仍有磁鐵礦存在。以上結(jié)果說(shuō)明鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的過(guò)程中未將生物質(zhì)炭上負(fù)載的磁鐵礦完全還原，這與反應(yīng)終止時(shí)加入鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的培養(yǎng)體系中As（Ⅲ）濃度低于CK組一致。雖然體系中仍然存在磁鐵礦，但是加入鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的培養(yǎng)體系中鐵礦的還原比例在170 h即達(dá)到100%，這是由于在鐵還原體系中Fe（Ⅱ）的檢測(cè)過(guò)程中，用1 mol·L-1的HCl可以有效溶解體系中水鐵礦、藍(lán)鐵礦和菱鐵礦，卻不能溶解結(jié)晶程度較高的磁鐵礦[31]。此外，盡管培養(yǎng)體系中殘留的磁鐵礦依然可以固定As（Ⅲ），但其固定As（Ⅲ）的量為0.211～0.676 mg·g-1（相對(duì)于未加鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的對(duì)照組），遠(yuǎn)低于好氧條件下鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的As（Ⅲ）固定能力（0.837～1.410 mg·g-1），這可能與鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中磁鐵礦的還原溶解有關(guān)，因此還需進(jìn)一步評(píng)估鐵負(fù)載生物質(zhì)炭在還原環(huán)境中的穩(wěn)定性。

圖4 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含砷水鐵礦生成的次生礦物的X射線衍射譜圖Figure 4 X-ray diffraction patterns of biogenic secondary minerals precipitated during iron-loaded biochar mediated Shewanella oneidensis MR-1 reduction of arsenite-bearing ferrihydrite

2.3 鐵負(fù)載生物質(zhì)炭固定砷的穩(wěn)定性及其自身穩(wěn)定性

在鐵還原菌S.oneidensisMR-1模擬的還原環(huán)境中：在0 h加入鐵負(fù)載生物質(zhì)炭后，6 h內(nèi)可以快速吸附溶液中的As（Ⅲ），并在18 h內(nèi)維持穩(wěn)定；當(dāng)在18 h接種S.oneidensisMR-1時(shí)，在18～30 h溶液中As（Ⅲ）的濃度基本維持不變；隨著培養(yǎng)時(shí)間的進(jìn)一步增加，4種鐵負(fù)載生物質(zhì)炭均可以進(jìn)一步吸附固定As（Ⅲ），并且其熱解溫度越高，對(duì)As（Ⅲ）的吸附固定速度越快，到342 h時(shí)，體系中As（Ⅲ）的濃度均低于421 μg·L-1，并達(dá)到穩(wěn)定狀態(tài)，遠(yuǎn)低于CK組中溶解態(tài)As（Ⅲ）的濃度（圖5A）。由于S.oneidensisMR-1不具有轉(zhuǎn)化As（Ⅲ）的能力[30]，而Fe（Ⅲ）礦氧化砷通常需要光照或氧氣參與反應(yīng)[32-33]，而本反應(yīng)在厭氧避光的條件下進(jìn)行，因而微生物還原鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的過(guò)程中，對(duì)溶液中As（Ⅲ）吸附量增加的原因可能與鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中磁鐵礦的還原轉(zhuǎn)化有關(guān)。反應(yīng)終止時(shí)固體樣品的XRD譜圖結(jié)果表明，鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中的部分磁鐵礦被還原生成藍(lán)鐵礦和菱鐵礦（圖5B）。盡管生成的藍(lán)鐵礦和菱鐵礦不能固定As（Ⅲ）[22]，但是Fe（Ⅲ）礦物和混合價(jià)態(tài)鐵礦物均可以固定As（Ⅲ）[34]。Fe（Ⅲ）礦和混合價(jià)態(tài)鐵礦都具有As（Ⅲ）的吸附固定能力，Wang等[28]發(fā)現(xiàn)纖鐵礦在發(fā)生部分還原反應(yīng)后，對(duì)As（Ⅲ）的吸附固定能力變得更強(qiáng)，因而當(dāng)磁鐵礦中的部分Fe（Ⅲ）發(fā)生還原轉(zhuǎn)化時(shí)，盡管XRD分析結(jié)果仍然為磁鐵礦，但是其中Fe（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）的比例已經(jīng)發(fā)生明顯變化，其結(jié)構(gòu)的細(xì)微變化可能使其具有更強(qiáng)的As（Ⅲ）吸附能力。在S.oneidensisMR-1模擬的還原環(huán)境中，經(jīng)過(guò)342 h的培養(yǎng)，鐵負(fù)載生物質(zhì)炭對(duì)As（Ⅲ）的吸附量（2.16～2.29 mg·g-1）遠(yuǎn)高于好氧條件下的吸附量（0.94～1.63 mg·g-1）。但是在鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的實(shí)驗(yàn)體系中，反應(yīng)終止時(shí)As（Ⅲ）的固定能力（0.211～0.676 mg·g-1）卻低于好氧條件的固定能力。鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦實(shí)驗(yàn)體系的培養(yǎng)周期為646 h，而S.oneidensisMR-1還原鐵負(fù)載生物質(zhì)炭實(shí)驗(yàn)體系的培養(yǎng)周期為342 h，并且XRD譜圖中后一培養(yǎng)體系中磁鐵礦的譜峰較前一體系更為明顯。因此，磁鐵礦固定As（Ⅲ）的能力可能隨著還原程度的增加而改變：在還原時(shí)間較短及磁鐵礦還原程度較低時(shí)，其對(duì)As（Ⅲ）的固定能力增加；隨著還原時(shí)間的延長(zhǎng)及磁鐵礦還原程度的進(jìn)一步增加，其對(duì)As（Ⅲ）的吸附固定能力逐漸減弱。

3 討論

鐵負(fù)載生物質(zhì)炭由于對(duì)As（Ⅲ）有較好的吸附固定效果，近年來(lái)逐漸受到關(guān)注，并嘗試將其應(yīng)用于稻田土壤砷污染修復(fù)。如圖6所示，本研究在鐵負(fù)載生物質(zhì)炭吸附As（Ⅲ）的基礎(chǔ)上，首先構(gòu)建了鐵負(fù)載生物質(zhì)炭介導(dǎo)微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的體系，探討了鐵負(fù)載生物質(zhì)炭的氧化還原特性對(duì)還原條件下固定有As（Ⅲ）的Fe（Ⅲ）礦物的還原溶解及其中As（Ⅲ）釋放的影響，同時(shí)也論證了這一過(guò)程中鐵負(fù)載生物質(zhì)炭對(duì)釋放As（Ⅲ）的吸附固定能力；其次建立了鐵還原菌直接還原鐵負(fù)載生物質(zhì)炭體系，評(píng)估鐵還原菌對(duì)鐵負(fù)載生物質(zhì)炭中磁鐵礦的還原轉(zhuǎn)化能力，以及在這一過(guò)程中鐵負(fù)載生物質(zhì)炭對(duì)溶液中As（Ⅲ）的吸附固定能力。

圖5 Shewanella oneidensis MR-1還原鐵負(fù)載生物質(zhì)炭體系中As（Ⅲ）的固定和還原產(chǎn)物的礦物組成Figure 5 The concentration of As（Ⅲ）supernatant and the mineralogical composition of bio-reduced solid during Shewanella oneidensis MR-1 reduction of iron-loaded biochar

圖6 鐵還原環(huán)境中鐵負(fù)載生物質(zhì)炭固定As（Ⅲ）的能力及穩(wěn)定性評(píng)估示意圖Figure 6 Schematic illustration of As（Ⅲ）immobilization capacity and stability of iron-loaded biochar under iron-reducing environment

在稻田土壤中，隨著淹水時(shí)間的增加，土壤界面的氧化還原電位不斷降低，錳還原、硝酸鹽還原、鐵還原、硫酸鹽還原和產(chǎn)甲烷等生態(tài)位會(huì)依次出現(xiàn)。本研究?jī)H模擬了稻田土壤鐵還原這一生態(tài)位，用以評(píng)估鐵負(fù)載生物質(zhì)炭用于稻田土壤砷污染修復(fù)的潛能?；诒狙芯康慕Y(jié)果，鐵還原菌的還原作用會(huì)影響鐵負(fù)載生物質(zhì)炭自身的穩(wěn)定及其固定As（Ⅲ）的穩(wěn)定性，因而鐵負(fù)載生物質(zhì)炭不宜作為稻田土壤砷污染的長(zhǎng)效鈍化劑使用，但可以利用其短期內(nèi)固定砷效率較高的優(yōu)點(diǎn)，結(jié)合稻田水肥管理措施、土壤砷釋放和水稻砷累積的規(guī)律，在短期內(nèi)施加用于吸附固定土壤中的砷并阻控砷在水稻中的累積。本研究中的實(shí)驗(yàn)方法可用于實(shí)驗(yàn)室快速篩選稻田土壤砷污染修復(fù)材料。此外，在實(shí)際淹水稻田中，砷的形態(tài)多種多樣，不僅只有鐵還原過(guò)程會(huì)加速無(wú)機(jī)As（Ⅲ）的釋放，硫還原過(guò)程和產(chǎn)甲烷過(guò)程也會(huì)影響砷的巰基化和甲基化等過(guò)程。因此，后續(xù)還需要在實(shí)際稻田土壤復(fù)雜生態(tài)位下，評(píng)估砷污染修復(fù)材料的穩(wěn)定性。

4 結(jié)論

（1）在好氧條件下，400～700℃高溫?zé)峤夂F生物質(zhì)制備得到的磁鐵礦負(fù)載生物質(zhì)炭吸附As（Ⅲ）的量為0.94～1.63 mg·g-1。

（2）在鐵還原菌存在的厭氧條件下，磁鐵礦負(fù)載生物質(zhì)炭可以加速微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦，導(dǎo)致As（Ⅲ）的釋放。短期厭氧培養(yǎng)，磁鐵礦的部分還原使磁鐵礦負(fù)載生物質(zhì)炭對(duì)As（Ⅲ）的吸附固定量增加到2.16～2.29 mg·g-1；長(zhǎng)期厭氧培養(yǎng)，磁鐵礦負(fù)載生物質(zhì)炭對(duì)As（Ⅲ）的固定量降低到0.211～0.676 mg·g-1。