2023, Vol. 44
2. 上海交通大学环境科学与工程学院, 上海 200240;
3. 东华大学环境科学与工程学院, 上海 201620
, LI Peng1,3 , GUO Lin1 , XU Jia-cheng1 , YANG Jie1 , HUANG Shen-fa1,3
, KE Tian-ying1
2. School of Environmental Science and Engineering, Shanghai Jiao Tong University, Shanghai 200240, China;
3. School of Environmental Science and Engineering, Donghua University, Shanghai 201620, China
三氯乙烯是一种易挥发的有机溶剂, 广泛用于电子、五金和电镀等行业[1], 而三氯乙烯的使用及处置不当容易造成土壤和地下水污染.由于三氯乙烯易扩散、毒性大和难降解, 且具有“三致”效应[2], 目前已被中国生态环境部、美国环境保护署和欧盟委员会等机构列为优先控制污染物[3], 亟需对污染场地土壤及地下水中的三氯乙烯进行修复.研究表明零价铁具有还原性强和反应活性高等特点, 是一种极具应用前景的氯化有机物修复材料[4].但零价铁存在易氧化、团聚和不易迁移等问题, 限制了其在环境领域的修复应用[5, 6].生物炭具有比表面积大、官能团丰富和稳定性高等特点, 其多孔结构可作为载体稳定和分散零价铁, 减缓零价铁的团聚和氧化, 增强零价铁的还原性能[7], 并且化学改性可进一步改善生物炭的吸附性能.如HNO3和NaOH改性可通过增加生物炭的比表面积和芳香性, 提高生物炭吸附性能和载体特性[8].通过改性处理提升生物炭的吸附能力, 并结合零价铁的高还原性能, 可以强化其对氯代有机物的去除能力.
场地土壤中, 三氯乙烯不仅存在于地下水中, 也存在于含水层土壤中并缓慢持续释放进入地下水环境中[9].对于三氯乙烯的去除不仅需要考虑地下水环境中三氯乙烯的吸附富集还原过程, 还需要关注含水层土壤中三氯乙烯的其他环境行为, 如其在含水层土壤中的脱附和微生物降解等过程[10].在缺氧或厌氧条件下, 三氯乙烯可作为电子受体通过微生物介导发生脱氯降解, Moe等[11]的研究发现在电子供体的存在下, 梭状芽孢杆菌属(Clostridia)等厌氧菌可将三氯乙烯代谢为毒性较小的一氯和二氯产物.同时Haest等[12]的研究发现当土壤中三氯乙烯浓度为1 mmol·L-1时严重抑制了微生物菌群的代谢活性, 浓度为4~8 mmol·L-1时其代谢活性完全丧失, 会导致三氯乙烯的降解变缓.此外, 还原脱氯微生物受到氢供应的严格限制, 易与硫酸盐还原菌和产甲烷菌竞争氢离子, 抑制了三氯乙烯的生物降解过程[13].对于生物炭负载零价铁复合材料而言, 其可以通过刺激土壤微生物的代谢活动来增强有机污染物的生物降解[14, 15], 生物炭的多孔结构可为微生物提供附着位点[16], 可能会促进三氯乙烯的生物降解过程.目前关于生物炭负载零价铁复合材料去除氯代有机物的研究, 主要集中于水体环境中的去除作用及机制方面[17, 18], 而对于含水层土壤中三氯乙烯的去除和微生物作用及群落变化的影响研究还鲜见报道.
因此, 本文选取小麦秸秆为原料, 采用限氧控温法制备原始生物炭, 利用HNO3和NaOH对生物炭进行改性处理, 并通过球磨法制备改性生物炭负载零价铁复合材料.模拟厌氧含水层土壤, 研究其对土壤中三氯乙烯的去除及微生物群落的影响, 分析不同Fe/BC和改性剂的影响, 以期为改性生物炭负载零价铁复合材料去除场地含水层中氯代烃的应用提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 实验设计 1.1.1 改性生物炭负载零价铁复合材料制备(1) 生物炭制备 生物炭制备原材料取自连云港东海县郊外小麦秸秆, 将小麦秸秆洗净, 烘干备用.取适量小麦秸秆于陶瓷坩埚, 置于马弗炉中, 在限氧控温条件下制备, 升温速率为10℃·min-1, 停留温度为700℃, 保留时间为2 h, 待自然冷却至室温后, 研磨过50目筛, 保存备用.
(2) 改性处理 称量20 g生物炭于烧杯中, 加入2 mol·L-1改性剂(HNO3或NaOH, 优级纯, 国药集团, 中国)400 mL, 置于磁力搅拌器中搅拌2 h, 转速为500 r·min-1, 静置24 h, 以保证处理充分.超纯水反复洗涤生物炭至pH值稳定, 确保生物炭中残留的HNO3和NaOH充分去除, 烘干, 保存备用.
(3) 球磨负载处理 准确称量12 g生物炭和0.24 g、1.20 g的零价铁粉末(100目, 阿拉丁, 中国, Fe和BC质量比分别为1∶50和1∶10)于玛瑙球磨罐中(球磨罐提前通入高纯度氮气以防止零价铁氧化), 置于行星式球磨机中球磨, 转速为300 r·min-1, 时间为6 h, 在厌氧手套箱中取出球磨样品, 保存备用.
1.1.2 生物炭负载零价铁表征分析采用红外光谱仪(INVENIOS, 布鲁克, 德国)分析复合材料样品的官能团组成, 采用比表面积分析仪(BELSORP-MAX, 麦奇克拜尔, 日本)分析复合材料样品的总比表面积、微孔面积和介孔面积, 采用X射线衍射仪(SmartLab-9, 理学, 日本)分析复合材料样品的晶型结构.
1.1.3 三氯乙烯污染土壤厌氧培养(1) 土壤样品来源及处理 供试土壤取自上海市普陀区某地块, 经检测无三氯乙烯污染.经去除土壤中细小沙石和杂质后, 过40目筛备用.称取土壤原料约500 g, 加入一定量的三氯乙烯(色谱纯, 阿拉丁, 中国), 搅拌混匀, 静置24 h.取200 g三氯乙烯污染母土与1 800 g土壤进行分步梯度混匀, 老化60 d备用, 最终土壤中三氯乙烯含量为3.65 mg·kg-1.
(2) 土壤厌氧培养实验 称取80 g三氯乙烯污染土壤, 加入3%(质量分数)的生物炭负载零价铁复合材料, 每个处理组均设置3次重复.土壤与复合材料置于250 mL棕色玻璃样品瓶中充分混匀, 加入去离子水至水面与瓶口相齐, 拧紧瓶盖确保密闭.同时设置灭菌对照组.将样品瓶置于25℃培养箱, 避光培养30 d.培养结束后分别取土壤和水体样本, 采用吹扫捕集-气相色谱质谱联用仪(Eclipse 4760-5977B-7890B, OI-安捷伦, 美国)测定土壤和水体中的三氯乙烯.另外取部分土样用于土壤微生物分析.
(3) 处理组命名 不同处理组命名为CK_BC: CK; BC_1:BC_CK; BC_2:BC_ NaOH_Fe10; BC_3:BC_ HNO3_Fe50; BC_4:BC_NaOH_Fe50, 其中NaOH和HNO3分别表示不同改性剂, Fe10和Fe50分别表示不同零价铁负载质量比1∶10和1∶50.
1.2 土壤微生物分析使用Fast DNA Spin Kit试剂盒提取土壤样品总微生物DNA, 采用超微量分光光度计(NanoDrop 2000, 赛默飞世尔, 美国)测定最终DNA浓度和纯度, 采用1%的琼脂糖凝胶电泳检测DNA的提取质量.使用细菌特异性引物338F(5′-ACTCCTAC GGGAGGCAGCAG-3′)和806R(5′-GGACTACHVGG GTWTCTAAT-3′)对微生物的16S rRNA进行PCR扩增.采用2%琼脂糖凝胶回收PCR扩增产物, 纯化、洗脱和检测定量后构建PE 2×300文库并使用Illumina MiSeq平台进行测序[19].使用Trimmomatic软件对原始的DNA测序序列质控, FLASH软件拼接, 得到优质序列.利用UPARSE软件对优质OTU序列聚类, 使用UCHIME软件剔除嵌合体.将聚类后的OTU制表, 利用RDP classifier工具将其与Silva数据库比对[20].最后将所有的OTU序列按一定序列数进行抽平, 用于后续分析.
1.3 数据处理与统计分析采用Excel 2016对原始数据进行处理, 采用SPSS 20.0进行数据分析, 采用Origin 2018、R(4.2.0)语言和Gephi软件制图.
2 结果与分析 2.1 生物炭负载零价铁复合材料表征分析各生物炭材料的晶体结构如图 1(a)所示.由XRD衍射图谱可知, 在20°~30°属于无定型石墨结构的宽衍射峰在各生物炭材料中均有体现, 同时也出现了SiO2衍射峰, 说明存在少量的石英晶体.同时在零价铁负载材料中出现了44.67°、65.02°和82.33°等Fe的特征峰, 说明零价铁已成功负载在生物炭上.同时随着零价铁负载量增加, Fe的特征峰明显.不同生物炭材料的红外光谱图如图 1(b)所示.生物炭中常见的官能团均存在, 如在3 420 cm-1附近有明显的—OH和1 090 cm-1附近的C—C等吸收峰出现[21], 说明生物炭的主要官能团没有改变且存在于主体结构中.当负载零价铁后, 1 580 cm-1附近的Fe—O键吸收峰出现[22], 说明零价铁已成功负载在生物炭表面.
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BC_1数据参考文献[23] 图 1 生物炭材料的XRD图谱与红外光谱图 Fig. 1 X-ray diffractogram and the FTIR spectra of BC composites |
采用Brunauer-Emmett-Teller(BET)、Horvath-Kawazoe(HK)和Barrett-Joyner-Halenda(BJH)模型, 分析了材料的比表面积, 微孔面积和介孔面积.不同材料的比表面积参数如表 1所示.原始生物炭的比表面积为221.60 m2·g-1, 经NaOH改性和球磨负载后, 比表面积显著增加, BC_2和BC_4组的比表面积分别为367.50 m2·g-1和382.69 m2·g-1, 分别高出65.84%和72.69%, 比表面积的提高有利于有机污染物的吸附富集.NaOH改性和球磨处理可以显著提高生物炭的比表面积[23, 24], 而零价铁负载量的增加会占据生物炭的表面点位, 降低比表面积[25].HNO3改性和球磨负载后, 比表面积略有下降为213.43 m2·g-1.各生物炭复合材料的平均孔径约在2 nm, 均属于微孔结构.
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表 1 零价铁及生物炭材料的比表面积参数 Table 1 BET parameters of zero-valent iron and BC composites |
2.2 生物炭负载零价铁对土壤三氯乙烯的去除
将土壤及水体中三氯乙烯的含量进行总量计算, 获得不同处理组三氯乙烯的去除率, 结果如图 2所示.BC_2组三氯乙烯的去除率最高, 为90.01%, 显著高于CK_BC和BC_1组(P < 0.001和P < 0.01), 分别高出27.88%和12.85%; BC_4和BC_3组次之, 分别为85.70%和83.58%, 也显著高于CK_BC和BC_1组(P < 0.01和P < 0.05), 分别高出CK_BC组23.57%和21.45%, BC_1组8.54%和6.42%.表明不同改性生物炭负载零价铁复合材料均可显著提高土壤中三氯乙烯的去除率, 零价铁负载量的提高促进了土壤中三氯乙烯的去除; 同时NaOH改性复合材料对土壤三氯乙烯的去除率高于HNO3改性, 与Shang等[26]研究的结果一致.
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不同小写字母表示差异显著(P < 0.05) 图 2 不同处理组三氯乙烯的去除率 Fig. 2 Removal rate of Trichloroethylene in different treatment groups |
对各土壤样本进行16S rDNA测试分析, 采用Shannon、Shannoneven和Ace等指数分析了微生物群落指标(表 2).不同处理组的Coverage指数在0.999 2~0.999 9之间, 说明本次土壤样本测序深度合理.Shannon指数值越大, 说明群落多样性越高.不同处理组Shannon指数大小排序为BC_2>BC_4>BC_3=CK_BC>BC_1, 其中BC_2组显著高于CK_BC组(P < 0.05), 说明BC_2组微生物的群落多样性最高.Shannoneven指数值越大代表着群落的均匀度越高, 即群落更稳定.BC_2组的Shannoneven指数最高, 显著高于CK_BC组(P < 0.01), 说明BC_2组微生物群落均匀度和稳定性最好.Ace指数常用于估计群落中的物种数目, 不同处理组Ace指数无显著性差异, 其中CK_BC组的Ace指数最高, 其次是BC_4和BC_1组, BC_2和BC_3组最低, 说明不同处理均降低了土壤微生物群落的物种数目.
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表 2 微生物多样性指数1) Table 2 Indexes of microbial diversity |
2.4 生物炭负载零价铁对土壤微生物群落组成的影响 2.4.1 土壤微生物群落分类组成
土壤微生物群落的主坐标分析(principal co-ordinates analysis, PCoA)结果如图 3所示.不同处理组土壤微生物群落组成的累积贡献率为91.46%, 可较好地解释描述微生物群落的变化情况.生物炭和负载材料的添加均影响了土壤微生物的群落组成, 这与冯慧琳等[27]研究的结果一致.不同处理组对微生物群落组成的变化有差异, CK_BC组与BC_1组样本点间距较小, 说明两组土壤微生物群落结构较为相似, 生物炭的添加对土壤微生物群落结构的影响较小; 然而BC_2、BC_3和BC_4组与CK_BC组样本点间距较大, 这些处理组土壤微生物的群落结构差异较大, 说明改性生物炭负载零价铁对土壤微生物群落结构的影响较大.
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图 3 不同处理组土壤微生物群落主坐标分析 Fig. 3 Principal co-ordinates analysis of soil microbial communities in different treatment groups |
不同处理组土壤微生物优势门的物种组成及相对丰度如图 4所示.厚壁菌门(Firmicutes)[28]、变形菌门(Proteobacteria)[29]和绿弯菌门(Chloroflexi)[30]是三氯乙烯的潜在降解菌门.CK_BC组厚壁菌门的相对丰度为20.0%, BC_1、BC_3和BC_4组提高了厚壁菌门的相对丰度, 而BC_2组降低了厚壁菌门的相对丰度.说明生物炭添加和改性处理提高了土壤中厚壁菌门的相对丰度, Fe负载量的增加则降低了其相对丰度.BC_1、BC_2和BC_3组提高了变形菌门的相对丰度, BC_4组降低了其相对丰度.说明NaOH、HNO3改性和Fe负载量的增加均可提高变形菌门的相对丰度.BC_2组绿弯菌门的相对丰度最高, 达37.0%; BC_1、BC_3和BC_4组则降低了绿弯菌门的相对丰度; BC_3组最低, 为7.8%.说明Fe负载量的增加提高了土壤中绿弯菌门的相对丰度.
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1.CK_BC, 2.BC_1, 3.BC_2, 4.BC_3, 5.BC_4, 6.Firmicutes, 7.Proteobacteria, 8.Actinobacteriota, 9.Gemmatimonadota, 10.Bacteroidota, 11.Chloroflexi, 12.others, 13.Cyanobacteria, 14.Patescibacteria, 15.Desulfobacterota 图 4 不同处理组微生物门水平的相对丰度分析 Fig. 4 Analysis of relative abundance of microbial composition in different treatment groups at phylum level |
不同处理组中土壤微生物属水平物种组成及相对丰度如图 5所示.有研究表明芽孢杆菌属[31]、硫杆菌属[32]和假单胞菌属[33]可能为三氯乙烯的降解菌属.不同处理对土壤中芽孢杆菌属相对丰度的影响较小.CK_BC组中硫杆菌属的相对丰度为19.0%, BC_2、BC_3和BC_4组中硫杆菌属的相对丰度增加, 分别为25.0%、20.0%和22.0%, 表明改性和Fe负载均可提高土壤中硫杆菌属的相对丰度.假单胞菌属相对丰度的大小排序为：BC_2 (48.0%)>BC_1 (22.0%)>BC_3 (19.0%)>CK_BC (8.2%)>BC_4 (3.0%).说明生物炭改性和Fe负载量增加可提高土壤中假单胞菌属的相对丰度.
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1.CK_BC, 2.BC_1, 3.BC_2, 4.BC_3, 5.BC_4, 6.others, 7.Symbiobacterium, 8.Bacillus, 9.Thiobacillus, 10.Gemmatimonas, 11.norank_ f__Symbiobacteraceae, 12.unclassified_ f__Oxalobacteraceae, 13.Pseudomonas, 14.unclassified_ f__Comamonadaceae, 15.norank_ f__Peptococcaceae, 16.Thermincola, 17.Nocardioides, 18.Ammoniphilus, 19.norank_ f__Microscillaceae, 20.Paenibacillus, 21.Microvirga, 22.Allorhizobium-Neorhizobium-Pararhizobium-Rhizobium, 23.Candidatus_Desulforudis, 24.norank_ f__norank_o__norank_c__Sericytochromatia, 25.Brevundimonas, 26.norank_ f__norank_o__Microtrichales, 27.unclassified_ f__Alcaligenaceae, 28.Lysobacter, 29.unclassified_ f__Planococcaceae, 30.unclassified_ f__Devosiaceae, 31.norank_ f__norank_o__norank_c__S0134_terrestrial_group, 32.norank_ f__norank_o__Saccharimonadales, 33.norank_ f__Longimicrobiaceae, 34.Azoarcus, 35.unclassified_ f__Nocardioidaceae, 36.Pontibacter, 37.unclassified_o__norank_c__Desulfuromonadia, 38.norank_ f__Rhodothermaceae, 39.Weissella, 40.Dehalobacter 图 5 不同处理组微生物属水平的相对丰度分析 Fig. 5 Analysis of relative abundance of microbial composition in different treatment groups at genus level |
微生物共现网络分析可用于探索微生物之间的相互作用以及种群内的关键物种.共发生可反映生态位的重叠, 而生态位分化可导致共排斥, 进而分析环境选择或生物竞争在微生物群落构建中的作用[34].为了确定不同处理组共同出现的微生物之间的生态相互作用, 构建了土壤微生物的共现网络(图 6).如图 6所示, 土壤微生物在环境选择和竞争的共同作用下构建了一个相对稳定的微生物群落.类诺卡氏菌属、Thermincola、溶杆菌属、Gemmatimonas、Microvirga和假单胞菌属处于微生物网络的枢纽位置, 是微生物网络的核心节点, 在维持网络结构的稳定性中发挥重要作用.硫杆菌属和Cohnella、假单胞菌属和Thermincola倾向于共发生, 即竞争作用占主导地位.芽孢杆菌属和Chryseomicrobium倾向于共发生、硫杆菌属和Symbiobacterium、假单胞菌属和Oxobacter倾向于共排斥, 即确定性过程在微生物群落构建中占主要地位[35].
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红色线条表示正相关，绿色线条表示负相关 图 6 微生物共现网络分析 Fig. 6 Microbial co-occurrence network analysis |
基于KEGG(Kyoto encyclopedia of genes and genomes)数据库的PICRUSt2分析方法, 分析了各处理组代谢通路(MetaCyc)中的相关功能基因.不同处理组在Pathway2中的异种生物降解与代谢功能基因丰度和折叠、分类与降解功能基因丰度的结果如图 7所示.BC_2组中异种生物降解与代谢基因功能基因丰度和折叠、分类与降解基因丰度均为最高, 均显著高于其他处理组(P < 0.05和P < 0.01).表明NaOH改性和Fe负载量增加有助于促进土壤微生物降解基因的表达, 这可能有利于土壤中有机污染物的降解.
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不同字母表示差异显著(P<0.05) 图 7 不同处理组代谢通路功能预测分析 Fig. 7 Predicted functional analysis of metabolic pathways in different treatment groups |
分析了不同处理组三氯乙烯降解菌丰度和土壤微生物降解基因丰度的关系.发现异种生物降解与代谢基因丰度和假单胞菌属丰度显著相关(P < 0.05), 说明土壤中假单胞菌属丰度的增加促进了异种生物降解与代谢基因的表达.折叠、分类与降解基因丰度和三氯乙烯降解菌丰度无相关性.BC_2组异种生物降解与代谢功能基因丰度高于CK_BC组, 说明该处理组可能通过促进土壤中假单胞菌属的增殖和提高土壤微生物降解基因丰度, 进而促进土壤中三氯乙烯的去除.
3 讨论 3.1 生物炭负载零价铁对模拟含水层土壤中三氯乙烯的去除生物炭改性处理可改变生物炭的官能团种类, 酸溶液对生物炭碱性基团的中和程度高, 还可氧化部分不稳定的官能团; 碱溶液对酸性基团的中和程度高, 并改变生物炭表面结构; 酸和碱溶液也可通过与生物炭的表面官能团发生配合, 形成π键及以氢键的方式结合等改变生物炭表面酸碱官能团[36].生物炭负载零价铁在抑制零价铁团聚和增强其迁移性的同时, 也强化了其对污染物的降解[37].各材料均属于无定型石墨结构, 其主要官能团没有改变且存于主体结构, 说明改性和零价铁的负载并没有改变生物炭的主要官能团, 对其主体结构影响较小.复合材料中Fe特征峰和Fe—O键吸收峰的出现说明零价铁已成功负载于生物炭上[38].薛嵩[39]制备了生物炭负载纳米零价铁复合材料并用于去除有机污染物, 发现该复合材料可有效去除三氯乙烯.生物炭较强的吸附性能对三氯乙烯的降解过程起到重要作用, 其可将零价铁均匀地吸附在孔隙结构中, 增加零价铁与三氯乙烯的接触几率, 从而提高三氯乙烯的去除率[39]; 而零价铁则通过自身的还原作用对三氯乙烯进行去除[40].不同改性生物炭负载零价铁均提高了三氯乙烯的去除率, BC_4组三氯乙烯的去除率高于BC_3组, 说明NaOH改性比HNO3改性更有利于三氯乙烯的去除, 这与Li等[41]研究的结果一致.这可能是HNO3改性氧化了生物炭, 使得其孔壁坍塌, 堵塞介孔结构, 降低了生物炭的比表面积及其对零价铁的分散作用, 导致其对三氯乙烯的富集能力下降, 进而降低了三氯乙烯的去除[42]; 而NaOH对生物炭具有一定的腐蚀作用, 减少了生物炭的介孔结构, 使得生物炭内部形成更多的微孔结构, 提高了生物炭对零价铁的分散性及其对三氯乙烯的富集作用, 从而促进了三氯乙烯的去除[43, 44].Rangabhashiyam等[45]的研究表明NaOH改性丰富了生物炭的孔隙结构, 有利于有机污染物的吸附.将零价铁负载于生物炭上可提高零价铁的分散性, 从而提高污染物的去除率.零价铁的负载量影响了其对污染物的反应活性[46], 适量的零价铁可较好地分布于生物炭的吸附位点, 减缓零价铁的团聚和氧化, 提高其还原性能[47].BC_2组三氯乙烯的去除率高于BC_4组, 说明零价铁负载量增加有利于三氯乙烯的去除, 这可能是由于零价铁负载量的增加, 提高了其与三氯乙烯的接触几率[40].
3.2 生物炭负载零价铁对模拟含水层土壤中微生物群落的影响土壤微生物对有机污染物的降解是污染物去除的重要贡献力.微生物对三氯乙烯的还原脱氯是三氯乙烯的重要去除途径, 可由有机卤呼吸菌完成, 而它们通常是污染场地的土著微生物.这些菌体可通过功能酶将氢气或其它有机化合物作为电子供体, 产生电子攻击三氯乙烯(电子受体)的氯原子实现脱氯[48, 49].土壤中可能的三氯乙烯降解菌门包括厚壁菌[28]、变形菌门[29]和绿弯菌门[30]等; 可能的降解菌属包括芽孢杆菌属[31]、硫杆菌属[32]和假单胞菌属[33]等.不同材料的添加改变了土壤微生物群落组成, 单生物炭对土壤微生物群落的影响较小, 生物炭改性和负载零价铁均对土壤微生物群落产生较大影响.
土壤微生物群落中厚壁菌门、变形菌门和绿弯菌门等是主要的微生物门类.厚壁菌门作为一种化能营养性微生物, 其可产生芽孢以抵抗脱水和极端环境[50].BC_2组降低了土壤中厚壁菌门的相对丰度, 这可能不利于土壤微生物群落抵抗外源物及污染物的毒性.变形菌门属于革兰氏阴性菌, 主要为兼性或者专性菌, 可厌氧及异养生活, 其中的β-变形菌通常具有污染物降解能力, 并常在废水或土壤中检出[51].BC_1、BC_2和BC_3组提高了土壤中变形菌门的相对丰度, 有利于三氯乙烯的去除.绿弯菌门是一种兼性厌氧微生物, 可将糖和多糖发酵成有机酸和氢, 有利于有机物的降解[52].BC_2组绿弯菌门的相对丰度最高, 说明BC_2组高丰度的绿弯菌门有利于土壤有机物的分解, 生成的氢可以作为电子供体促进三氯乙烯的去除.
芽孢杆菌属、硫杆菌属和假单胞菌属等是主要的土壤微生物种属类别.芽孢杆菌属能够产生对不利条件具有特殊抵抗力的芽孢[53], 侧孢短芽孢杆菌可用于处理工业废水和降解环境中的有毒物质, 如多环芳烃、石油和有机氯农药等[54].不同处理组芽孢杆菌属的相对丰度差异较小, 说明各处理组对土壤中芽孢杆菌属的影响较小, 这有利于土壤微生物群落稳定.硫杆菌属是土壤和水体中最为常见的一种无色硫细菌, 其中硫酸盐还原菌在厌氧条件下可将硫酸盐还原为H2S.Semerád等[55]研究了生物炭负载零价铁修复材料对地下水中氯化溶剂的去除及微生物的影响, 在地下水中检出了大量硫还原菌属和金属还原菌属, 并认为这些微生物与1, 2-二氯乙烷和氯乙烯等污染物的去除有关.BC_2组硫杆菌属的相对丰度最高, 可能有利于土壤中三氯乙烯的去除.假单胞菌属为革兰氏阴性菌, Liu等[10]在研究生物炭对三氯乙烯的厌氧生物降解过程中, 发现生物炭促进了假单胞菌属和Burkholderia等共代谢脱氯微生物的相对丰度, 降低了氢竞争微生物的相对丰度, 形成了一个高效共代谢还原脱氯系统.BC_1、BC_2和BC_3组均增加了污染土壤中假单胞菌属的相对丰度, 其中BC_2组尤其明显, 说明改性和零价铁负载可能有利于土壤中三氯乙烯的降解.同时BC_2组土壤的微生物多样性和物种丰富度均为最高, 微生物群落结构最稳定, 说明NaOH改性和Fe负载量的增加有利于土壤微生物群落多样性和稳定性, 可能有利于污染物的去除.
3.3 生物炭负载零价铁对微生物群落结构及代谢通路的影响微生物共现网络分析能够反映出微生物菌群中可能存在的生态过程, 如合作、竞争和生态位分化等, 可更好地认识土壤微生物系统中复杂的物种相互作用并探索群落的关键成员.微生物共现网络分析结果表明大部分物种具有少量的连接数, 少数物种具有较多的连接数, 是典型的无标度网络, 说明微生物群落构建方式是非随机的[56].在微生物网络中, 处于枢纽位置的核心节点是关键种群, 维持了微生物群落结构的稳定.类诺卡氏菌属、Thermincola、溶杆菌属、Gemmatimonas、Microvirga和假单胞菌属是本次土壤微生物网络中的核心节点, 说明这些微生物维持了微生物群落结构的稳定[57].溶杆菌属是一种典型的多环芳烃降解功能菌, 其作为土壤微生物的关键物种有助于土壤中外源有机污染物的降解[58].此外, 假单胞菌属能够适应和降解各种污染物, 其作为土壤微生物共现网络的核心物种有利于污染物的降解, 提高土壤的自净能力[59].BC_2组溶杆菌属和假单胞菌属的相对丰度均为最高, 其相对丰度的增加有利于维持微生物群落的稳定和污染物的去除.
微生物整体代谢途径可用来调节微生物群落结构的变化和重要功能微生物间的相互作用, 并探究微生物的功能信息.韩光明等[60]研究了生物炭对连作棉田细菌群落及代谢通路的影响, 发现生物炭的施用量和棉花连作不仅影响土壤细菌的多样性, 还提高了具有特定代谢功能的微生物相对丰度.宋宇[61]研究了稻蟹共生系统根际土壤菌群组成及主要代谢通路, 发现稻田引入生物有机肥后不仅丰富了微生物的物种组成, 还加强了物种代谢能力, 促进了土壤中有机物的降解.Wang等[62]探讨了生物炭在四环素压力下对猪粪厌氧消化的影响, 发现生物炭丰富了厌氧绳菌科(Anaero-lineceae), 进而提高了有机物代谢途径和异物生物降解水平.BC_2组均增加了异种生物降解与代谢基因和折叠、分类与降解功能基因的丰度, 有利于土壤污染物的降解.同时相关性分析结果发现假单胞菌属和异种生物降解与代谢功能基因的丰度呈显著相关(P < 0.05), 说明假单胞菌属丰度的增加促进了异种生物降解与代谢功能基因的表达, 进而提高了土壤中三氯乙烯的去除率.
4 结论(1) NaOH改性和Fe/BC为1∶10的改性生物炭负载零价铁复合材料(BC_2组)对三氯乙烯的去除效果最好.
(2) 芽孢杆菌属、硫杆菌属和假单胞菌属是三氯乙烯的潜在降解菌, BC_2组提高了硫杆菌属和假单胞菌属相对丰度, 这有助于三氯乙烯的去除.
(3) 类诺卡氏菌属、Thermincola、溶杆菌属、Gemmatimonas、Microvirga和假单胞菌属维持着微生物群落结构的稳定.
(4) BC_2组的异种生物降解与代谢基因和折叠、分类与降解基因丰度均为最高, 三氯乙烯降解菌假单胞菌属丰度和异种生物降解与代谢基因的丰度显著相关, 假单胞菌属丰度的增加促进了异种生物降解与代谢基因的表达.
(5) BC_2组可能通过增加降解菌丰度, 促进降解基因的表达来提高三氯乙烯的去除, 该复合材料可用于污染场地中三氯乙烯的去除.
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