夏金霞,孫金濤,于 蕊,王一初,安偉奇,金 潔,曹丹丹

生物炭及其水溶組分促進(jìn)水鐵礦微生物還原

夏金霞,孫金濤,于 蕊,王一初,安偉奇,金 潔*,曹丹丹

(華北電力大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,北京 102206)

采用水稻秸稈在300, 400和500℃熱解溫度下制備生物炭(BC),并從中提取生物炭水溶組分(DBC),結(jié)合微生物還原實(shí)驗(yàn)和傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜儀(FTIR)、X射線衍射晶體衍射(XRD)、電子順磁(EPR)等表征手段考察BC和DBC對PCA還原水鐵礦的影響和作用機(jī)制.結(jié)果表明,400℃熱解BC可使微生物異化鐵還原的速率增加12倍,還原率最高,這是由于其含有最多的醌基、羧基基團(tuán),可以作為電子穿梭體促進(jìn)電子轉(zhuǎn)移. BC不能作為電子供體直接向微生物或水鐵礦提供電子. DBC使水鐵礦的長期微生物異化鐵還原程度和初始還原速率分別增加了10倍和2倍以上. 500℃熱解DBC可以充當(dāng)電子供體或者電子穿梭體,促進(jìn)水鐵礦的微生物還原,但是不能直接化學(xué)還原水鐵礦.

生物炭；生物炭水溶組分；水鐵礦；異化鐵還原菌

鐵(Fe)是地球上重要的氧化還原活性物質(zhì),普遍存在于土壤、沉積物和水生環(huán)境中,在微生物呼吸過程中起著重要的作用[1-2].Fe(III)在還原過程中具有釋放、轉(zhuǎn)化和隔離營養(yǎng)物質(zhì)或污染物的能力[3].而微生物異化Fe(III)還原是誘導(dǎo)Fe(III)產(chǎn)生次生礦物過程的重要驅(qū)動力.

生物炭(BC)是一種富含碳的固體,在￡700℃的限氧條件下由生物質(zhì)熱分解產(chǎn)生. BC含有芳香族和醌類結(jié)構(gòu),具有氧化還原活性,可以參與環(huán)境相關(guān)的氧化還原反應(yīng)[4-6]. BC接受和提供電子的能力可以促進(jìn)物種間的電子轉(zhuǎn)移[7-9],從而對土壤中的生物地球化學(xué)循環(huán)產(chǎn)生重大的影響.例如,近期研究證明,BC可以作為細(xì)菌和Fe(III)礦物之間的電子穿梭體,促進(jìn)Fe(III)的還原[10-11].然而,BC促進(jìn)微生物異化鐵還原的機(jī)理仍存在爭議.研究發(fā)現(xiàn), BC材料具有足夠的導(dǎo)電性,可以促進(jìn)物種之間的直接電子轉(zhuǎn)移,而BC的氧化還原活性官能團(tuán)對電子傳遞的介導(dǎo)作用有限.另一項(xiàng)研究發(fā)現(xiàn), BC的導(dǎo)電性并不能促進(jìn)直接的種間電子轉(zhuǎn)移,而是BC表面的官能團(tuán)(如醌和對苯二酚)可逆地接受和提供電子,在電子轉(zhuǎn)移的過程中發(fā)揮了重要作用[11].這些不一致的發(fā)現(xiàn)表明,人們對BC介導(dǎo)微生物異化鐵還原的機(jī)制仍然知之甚少.

BC應(yīng)用于田間土壤,通過降雨或灌溉的洗脫,可釋放可溶性部分,即生物炭水溶組分(DBC). DBC是了解BC地質(zhì)和環(huán)境過程的關(guān)鍵,此外,溶解態(tài)和膠體態(tài)BC被認(rèn)為在地下具有顯著的流動性[12].與BC類似,DBC富含氧化還原活性官能團(tuán),可能會介導(dǎo)Fe(III)的還原.但是目前,關(guān)于BC介導(dǎo)的Fe(III)還原的研究主要集中在新鮮的BC顆粒上,而對DBC在Fe(III)還原中的作用僅僅做了初步探討,得到的研究結(jié)果也不一致.例如, Xu等[10]發(fā)現(xiàn),麥秸稈DBC使赤鐵礦的初始還原率提高了1.0～3.6倍.然而,在Kapper等[11]的研究中,木屑DBC對水鐵礦的還原沒有顯著貢獻(xiàn).這可能是由于木屑DBC中有機(jī)質(zhì)濃度過低或者是氧化還原能力有限造成的,但是并沒有直接證據(jù)能證明這種推論.關(guān)于生物炭DBC組分對Fe(III)還原的影響還有待深入研究.

目前, BC和DBC對微生物異化鐵還原的影響及其作用機(jī)制仍不清楚.因此,本文研究了BC、DBC對水鐵礦非生物和生物還原的影響,并借助傅里葉轉(zhuǎn)換紅外光譜儀(FTIR)、X射線衍射晶體衍射(XRD)、電子順磁(EPR)等表征方法,揭示了BC、DBC促進(jìn)微生物胞外電子傳遞的機(jī)制.

1 材料與方法

1.1 微生物培養(yǎng)及材料制備

采用已發(fā)表的方法對PCA菌進(jìn)行培養(yǎng)[11]. PCA菌接種至NBAF培養(yǎng)基中,在30℃的培養(yǎng)箱中厭氧培養(yǎng).孵育14h后,在對數(shù)中期收集細(xì)胞,用20mmol/L哌嗪-1,4-二(2-乙磺酸)(PIPES) 緩沖液(pH值7)洗滌3次.最后,在10000g下離心5min,得到菌球.

水稻秸稈(長度為1～3cm)購自中國山東省濟(jì)寧市.缺氧條件下,在馬弗爐中熱解水稻秸稈制備BC.熱解溫度設(shè)置為在2h內(nèi)從30℃分別增加至300,400, 500℃,并在各溫度下保溫2h.冷卻到室溫后,將得到的BC磨成粉末,過60目篩后儲存于密封袋中,得到的BC根據(jù)熱解溫度命名為BC-300、BC-400、BC-500.

DBC在操作上被定義為通過0.45μm濾膜的BC.通過0.45μm的濾膜過濾通常用于區(qū)分天然含水層中的溶解性和特殊物質(zhì).過濾后, DBC可能仍然含有小的特殊物質(zhì)或與部分膠體粒徑大小類似的納米顆粒.本文將不區(qū)分膠體BC和可溶性BC,將其統(tǒng)稱為DBC.稱取一定量的BC于燒杯中,按照1:10的固液比加入去離子水,用錫紙避光,放入超聲浴中100W處理30min,隨后轉(zhuǎn)移到磁子攪拌器處理30min.渾濁液移至大離心管,4000r/min離心30min,向所得沉淀物中加入少量去離子水,離心洗滌1～2次,用0.45μm濾膜對上清液進(jìn)行抽濾,使得BC溶液固液分離.最后將液體導(dǎo)入燒杯,避光密封4℃冷藏0.獲得的DBC溶液根據(jù)其BC熱解溫度命名為DBC-300、DBC-400、DBC-500.采用總有機(jī)碳分析儀(Multi N/C 3100,Germany)測定DBC中總有機(jī)碳(TOC)的濃度.

水鐵礦(Fe10O15·9H2O)的制備:將40g Fe (NO3)3·9H2O溶于500mL去離子水中,加入1mol/L的KOH約330mL,其中最后20mL逐滴加入,調(diào)節(jié)pH值至7～8,劇烈攪拌.之后,迅速離心得到沉淀物即水鐵礦,并將其洗滌3次除去電解質(zhì).通過XRD (SmartLab SE,Japan)分析證實(shí)了合成的礦物為水鐵礦.

1.2 BC和DBC介導(dǎo)的鐵的微生物還原實(shí)驗(yàn)

厭氧實(shí)驗(yàn)在100mL的血清瓶中進(jìn)行,共設(shè)置4組處理.第一組處理中,分別將1g/L的BC-300、BC-400、BC-500加入50mL新鮮培養(yǎng)基中,接種10%(v/v)的PCA細(xì)胞懸浮液于血清瓶中,添加水鐵礦作為電子受體,乙酸鈉作為電子供體(PCA菌＋BC＋乙酸鈉＋水鐵礦),測試不同熱解溫度的BC對Fe(Ⅲ)還原的作用,探究BC能否作為電子穿梭體影響微生物還原水鐵礦;第二組設(shè)置不添加乙酸鈉實(shí)驗(yàn)組(PCA菌＋BC＋水鐵礦),以此探究BC能否作為電子供體影響微生物還原水鐵礦;第三組只添加BC和水鐵礦,設(shè)為非生物處理組(BC＋水鐵礦),考察BC對水鐵礦非生物還原的影響;第四組接種10% (v/v)的PCA菌,添加乙酸鈉和水鐵礦,設(shè)置為生物對照組(PCA菌＋乙酸鈉＋水鐵礦).厭氧實(shí)驗(yàn)中Fe(Ⅲ)的初始濃度為50mmol/L, BC的添加量為1g/L,在含有乙酸鈉的處理組中,乙酸鈉最終濃度為20mmol/L.

此外將BC全部替換為DBC進(jìn)行厭氧實(shí)驗(yàn),以探究DBC在微生物異化鐵還原過程中的重要性.實(shí)驗(yàn)條件設(shè)為Fe(Ⅲ)初始濃度50mmol/L,乙酸鈉20mmol/L, DBC 20mgC/L,菌體投加量為10%(v/v).共設(shè)置了4組不同處理:PCA菌＋DBC＋乙酸鈉＋水鐵礦;PCA菌＋DBC＋水鐵礦;DBC+水鐵礦;PCA菌＋乙酸鈉＋水鐵礦.

向血清瓶中通入80% N2和20% CO2的混合氣體以去除氧氣,隨后用丁基橡膠塞封口,以確保厭氧環(huán)境,細(xì)胞-礦物懸液在室溫下以100r/min搖動,每個處理重復(fù)3次.在不同的時間間隔,用無菌針頭抽取一定量液體,血清瓶在取樣前渦旋混勻,每次取樣約0.5mL,用1mol/L HCl溶液0.5mL使懸浮液中氫離子的最終濃度為0.5mol/L,酸化的懸浮液反應(yīng)過夜,以去除吸附在固體(水鐵礦、細(xì)胞和BC)表面上的Fe(II).然后,懸浮液經(jīng)0.45μm濾膜去除固體,用鄰菲羅啉比色法分析Fe(II)的濃度,用紫外?可見光譜儀(UV-2700,Japan)在510nm處檢測溶液的吸光度.

1.3 樣品表征

本實(shí)驗(yàn)對被微生物還原過后的水鐵礦進(jìn)行XRD分析,確定反應(yīng)過程中水鐵礦的晶型是否發(fā)生變化,并采用XRD分析BC結(jié)構(gòu)組成特征.采用FTIR (Thermo Fisher Is50,America)分析不同BC和DBC的官能團(tuán)組成,分析其氧化還原能力來源.通過Zeta電位儀(Zetasizer Nano ZSE,Shanghai)測定BC的Zeta電勢以及粒徑,了解BC的表面電荷性質(zhì)以及粒徑大小和粒徑分布.采用EPR(EMX 10/12, Bruker, Germany)光譜分析法檢測與BC相關(guān)的半醌類自由基.在EPR試管中加入固定數(shù)量的(0.0015g) BC顆粒. EPR測量的主要參數(shù)為:微波頻率9.38GHz,微波功率20dB(或2.0mW),掃描寬度200G,掃描時間30ms.

用熒光分光光度計(jì)(F-4600, Japan)測量了DBC的熒光激發(fā)-發(fā)射光譜(EEM),其激發(fā)(E)波長為200～450nm,發(fā)射(m)波長為250～500nm,增量為5nm[14].在測量前用去離子水將DBC樣品均勻稀釋至TOC濃度為20mgC/L.每個樣品以2400nm/min的速率進(jìn)行了幾次平行熒光掃描,去除測量結(jié)果的瑞利和拉曼散射[15].

在180～800nm范圍內(nèi)用紫外-可見光分光(UV-Vis)光度計(jì)測量DBC的吸光度,以去離子水作為空白對照.計(jì)算了所有DBC樣品在250和365nm處的吸光度比(即2/3)和光譜斜率275-295(即(275-295)/20)值,以此反映DBC分子芳香度和平均分子量(Mw)的變化.在進(jìn)行UV-Vis測量之前,使用去離子水將DBC樣品均勻稀釋至TOC濃度為20mgC/L,以避免內(nèi)部的過濾效應(yīng)對其產(chǎn)生影響[16].將每個溫度下DBC的254nm處吸光度(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 數(shù)據(jù)處理

采用Excel、Origin 2021對所有原始數(shù)據(jù)進(jìn)行分析.所有實(shí)驗(yàn)重復(fù)3次,實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)均為3個平行樣品測定的(平均值±標(biāo)準(zhǔn)差).

2 結(jié)果與討論

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的表面官能團(tuán),如圖1所示,可以發(fā)現(xiàn)BC和DBC具有較為相似的FTIR光譜,但是一些特征吸收帶存在顯著的差異.在1098～1164cm?1處的吸收帶是纖維素和半纖維素中C—O—C鍵伸縮振動,在1430cm?1的吸收帶屬于酚羥基,在1610cm?1處屬于芳香羧基/羰基(C=O)或醌基,在1696cm?1處屬于芳香C=C伸縮振動[18].在1098cm～1164cm?1處, BC-400的吸收帶強(qiáng)度顯著增加,表明BC-400纖維素或半纖維素的含量最高.隨著溫度的升高, 2858cm?1和2928cm?1之間的芳香族C-H吸收帶強(qiáng)度逐漸減弱, BC-500幾乎沒有明顯的吸收帶,說明高溫?zé)峤庀律镔|(zhì)分解更加徹底,原有結(jié)構(gòu)被破壞的程度更高.在1610cm?1處的BC-400吸收帶最強(qiáng)烈, BC-500次之, BC-300最弱,這意味著相較于其他溫度, BC-400可能含有最多的醌基,之前的研究認(rèn)為,天然有機(jī)質(zhì)和熱解生成的BC得失電子能力一部分來自于醌基[19].

相比于DBC-300和DBC-400, DBC-500在1610～1696cm?1之間的吸收強(qiáng)度顯著增強(qiáng),表明高溫?zé)峤獾腄BC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,對比BC和DBC的FTIR光譜,可以發(fā)現(xiàn)BC的一些特征吸收帶在DBC中消失,如1310、878、777和474cm?1均屬于芳香族C—H伸縮振動,這表明相比于母體材料BC, DBC具有更低的芳香性.

2.1.2 BC的Zeta電位、XRD光譜和EPR表征 由表1可以看出,3種溫度下制備的BC的Zeta電位在不同處理?xiàng)l件下均為負(fù)值,即BC表面帶有負(fù)電荷,這是因?yàn)锽C表面的一部分含氧官能團(tuán)失去質(zhì)子被還原. BC-300、BC-400、BC-500的Zeta電位分別為(-33.38±2.82),(-34.42±2.28)和(-35.26±1.16)mV,可見BC的Zeta電位絕對值隨著溫度的增加呈現(xiàn)上升的趨勢,這與前人的研究相一致[20].而在培養(yǎng)基溶液中, BC-400的Zeta電位絕對值最低,這可能是由于BC-400中的醌基含量最高,具有較強(qiáng)的給電子能力,因此可能失去一部分電子,從而使負(fù)電荷數(shù)量減少.此外還有研究表明,低溫?zé)峤獾腂C膠體穩(wěn)定性高于高溫?zé)峤獾腂C,這可能是因?yàn)榈蜏責(zé)峤獾玫降腂C羧基含量更高,因此其表面帶有更多的負(fù)電荷[21].

圖1 不同熱解溫度下BC和DBC的FTIR光譜

表1 BC在水溶液和培養(yǎng)基中的Zeta電位

采用XRD對不同溫度的BC進(jìn)行分析,確定BC的物相組成及熱解溫度對BC結(jié)構(gòu)的影響.如圖2所示,在26°～28°處觀察到明顯特征峰,代表BC非晶態(tài)結(jié)構(gòu)的衍射峰,有研究表明這類非晶態(tài)結(jié)構(gòu)衍射峰主要是與生物質(zhì)中的纖維素晶體結(jié)構(gòu)有關(guān)[20].隨著炭化溫度從300°C升高到500°C,在29.3°、45.3°、47.4°和48.6°處的峰值增強(qiáng),表明BC的CaCO3含量增加.這是由于高溫有利于生物質(zhì)中的纖維素、半纖維素、木質(zhì)素等物質(zhì)的分解,使得灰分含量增高,灰分的主要成分CaCO3含量也隨之增高.這也能在一定程度上解釋為何BC主要呈堿性.雖然隨著裂解溫度的持續(xù)升高,官能團(tuán)發(fā)生了變化,但除了峰的形狀和強(qiáng)度有一些小的差異外, XRD光譜沒有明顯的變化.

圖2 不同熱解溫度下BC的XRD光譜

為了進(jìn)一步鑒定不同溫度下制備的BC官能團(tuán)之間的差異,本文對材料進(jìn)行了EPR分析.之前已有研究證明,在BC介導(dǎo)的胞外電子傳遞過程中半醌自由基起著重要的作用[22].值是揭示有機(jī)自由基類型的典型參數(shù),3種BC均檢測到了明顯的EPR信號,且值均為2.0032.和不同類型的電子穿梭體的值的研究相比,本實(shí)驗(yàn)所用的BC值偏低:腐殖質(zhì)的值為2.0037～2.0048[23];Liao等[24]研究的以玉米秸稈、小麥秸稈和稻草為材料制備的BC值為2.0036～2.0053.通過值可以判斷物質(zhì)所含的自由基情況,一般情況下碳中心自由基的值小于2.003,如石墨碳和多環(huán)芳香族碳自由基的值分別為2.0028和2.0026,氧中心自由基的值大于2.004,如半醌自由基的值為2.004[10].如圖3所示,本研究中3種BC主要以碳中心和氧中心的自由基組合,且這些自由基以芳香族碳為中心.這些自由基往往是半醌自由基和烷氧自由基,具有親電性,很可能是強(qiáng)化微生物胞外電子轉(zhuǎn)移的活性中心.不過考慮到2.0032的值大于2.0028和2.0026,水稻秸稈BC也可能含有少部分的半醌自由基,因?yàn)橄啾扔谄渌难踔行淖杂苫?半醌自由基具有共振效應(yīng)和更低的活化能,能夠貢獻(xiàn)一部分的碳中心自由基.與前人的研究[24]類似, BC的EPR信號強(qiáng)度隨著熱解溫度的升高而增強(qiáng),表明BC中自由基的數(shù)量也隨熱解溫度升高而增加,意味著高溫?zé)峤獾腂C含有更多的芳香族碳和半醌自由基,因而具更高的氧化還原活性.

圖3 不同熱解溫度下BC的EPR信號

2.1.3 DBC的紫外和EEM分析 隨著熱解溫度的升高, DBC溶出的比例逐漸降低,測得的TOC值從最高的541.63mgC/降低至90.6mgC/(圖4(a)),與以往研究報(bào)道的趨勢一致.過去有研究表明來自水生和陸地環(huán)境中的溶解性有機(jī)物(DOM)分離物的SUVA254值與芳香度之間呈正相關(guān)[25]. Xu等[26]假設(shè)非焦性DOM的SUVA254與通過13C-NMR測定的芳香度之間的線性關(guān)系也適用于DBC,從而來估計(jì)DBC的芳香度.本文在此也采用該方法,根據(jù)這一關(guān)系, DBC的芳香度百分比計(jì)算公式如下.

芳香度(%)=6.52SUVA254+3.63 (1)

將所得SUVA254與溫度的關(guān)系繪制成圖(圖4(b)),可以發(fā)現(xiàn)DBC的芳香性隨著溫度的升高而增加,與FTIR結(jié)論相一致.此外,根據(jù)DBC的UV-Vis可以研究其有關(guān)分子量和芳香性的信息.實(shí)驗(yàn)測定了不同溫度DBC的UV-Vis (圖5(a)),與以往研究結(jié)果類似,其吸收光譜較寬且無特征峰,這可能是由于多個發(fā)色團(tuán)吸收帶的重疊[27].

通過計(jì)算得到了所有DBC樣品在250和365nm處的吸光度比(即23),之前的研究表明,隨著DBC分子量的增加, DBC吸收向長波長方向轉(zhuǎn)移[28],即23比值會降低.如表2所示, DBC-500的2/3比值最大, DBC-300次之, DBC-400最低,說明DBC-500的平均分子量最少.計(jì)算光譜斜率275-295值,可以看到DBC-500的275-295值最大,從而也驗(yàn)證了低溫DBC中含有較多的高分子量化合物,但隨著熱解溫度的升高,它們被分解為低分子量化合物.但本文發(fā)現(xiàn)DBC-400的結(jié)果并不符合這一規(guī)律,之所以會出現(xiàn)這種結(jié)果,可能是因?yàn)?3比值、275-295值一開始是被用于評價DOM的分子量和芳香度,這揭示出DBC與DOM在分子結(jié)構(gòu)方面存在差異性,因此,后續(xù)的工作應(yīng)開發(fā)更加適合DBC分子的評價指標(biāo).研究結(jié)果表明隨著熱解溫度的升高, DBC-500中有機(jī)質(zhì)分子量降低,芳香性增加,這也與Xu等[26]的研究結(jié)果類似.

表2 DBC的SUVA254、E2/E3比值、S275-295值(表中所得數(shù)據(jù)均在DBC濃度為20mgC/L下測得)

為了正確地評估DBC的化學(xué)成分隨熱解溫度的變化,本文對DBC進(jìn)行了EEM的測量分析.如圖5(b～d)所示,突出的熒光信號證明了在制備的DBC樣品中存在與腐殖質(zhì)類、黃素類和蛋白類物質(zhì)相關(guān)的官能團(tuán)[29].可以注意到,隨著熱解溫度的升高, DBC樣品的熒光強(qiáng)度開始減弱, DBC-500樣品的EEM熒光強(qiáng)度明顯低于DBC-300和DBC-400樣品.這些結(jié)果表明在較高的熱解溫度下, DBC中的大分子物質(zhì)可能轉(zhuǎn)化為具有水溶性和氧化還原活性醌和苯酚等小分子物質(zhì)[30].這也與通過UV-Vis表征(圖5(a))的結(jié)果一致即在較低熱解溫度下, DBC中含有大量的高分子量化合物,但隨著熱解溫度的增加,高分子量化合物被分解為低分子量化合物.

2.2 BC在微生物還原水鐵礦過程中的作用

以水鐵礦為電子受體, PCA菌為Fe(III)還原菌和不同溫度熱解的BC進(jìn)行了細(xì)胞懸液實(shí)驗(yàn),以確定BC對微生物還原水鐵礦的速率和程度的影響(圖6).由圖6(a)和圖6(d)可以看出,培育7d后,在有BC和乙酸鈉存在的情況下的Fe(Ⅲ)還原率明顯高于不添加BC的對照組,其還原率在前3d保持上升的趨勢,并在第3d時達(dá)到平衡, Fe(Ⅲ)還原率最高達(dá)到了3.91%,為不加入BC時的12倍.可見, BC可以明顯促進(jìn)水鐵礦的微生物還原.在Kapper等[11]的研究中,在5～10g/L BC的存在下,超過77%的水鐵礦被還原,其還原率高于本實(shí)驗(yàn),這可能由于本實(shí)驗(yàn)設(shè)置的BC濃度為1g/L,遠(yuǎn)低于文獻(xiàn)中5～10g/L的濃度設(shè)置,其次本實(shí)驗(yàn)設(shè)置的初始水鐵礦濃度為50mmol/L,而文獻(xiàn)中初始水鐵礦濃度為15mmol/L. Yang等[31]的研究表明BC對微生物異化鐵還原的促進(jìn)作用需要一定的BC/水鐵礦比,以促進(jìn)PCA菌通過BC直接轉(zhuǎn)移到水鐵礦, BC對水鐵礦和細(xì)胞的聚集會影響B(tài)C和礦物之間的相位接觸,從而刺激或抑制微生物水鐵礦的還原.此外, BC的存在也增加了水鐵礦的初始還原率.從圖6(a),(d)可以發(fā)現(xiàn)在BC存在條件下,前3d內(nèi)Fe(III)初始還原率提高了11.5倍以上.

在本文中,經(jīng)過7d的培育,在有BC存在和沒有乙酸鈉的情況下,加入BC-400時Fe(III)還原量相對較高,加入BC-300或BC-500時Fe(III)還原率僅為0.55%～0.87%(圖6(b)),這表明PCA菌利用BC作為電子供體的效果較弱.

在沒有乙酸鈉的無細(xì)胞對照組中也觀察到可忽略的還原量(圖6(c)),如在7d時的Fe(Ⅲ)還原率僅為0.50%～0.85%,說明非生物過程在本文水鐵礦的還原中所起的作用甚微.本文中BC可能主要作為電子穿梭體介導(dǎo)水鐵礦的微生物還原:乙酸鈉作為電子供體為PCA菌提供電子, BC接受來自細(xì)菌的電子并傳遞給水鐵礦,使得PCA菌得以完成Fe呼吸的過程.根據(jù)BC的原料和裂解溫度,每克BC可以可逆地接受和提供多達(dá)2mmol電子[32],進(jìn)一步支持了BC作為Fe(III)還原細(xì)菌和Fe(III)礦物之間的電子穿梭體的潛在作用. BC的官能團(tuán)包括酚羥基、羧基、C—O—C、C=O、芳香C=C等,已報(bào)道的與BC強(qiáng)化電子轉(zhuǎn)移的電活性直接相關(guān)的主要有醌基、羧基、羰基,上文FTIR表征結(jié)果表明BC-400中含有較多的C=O,較高的C=O含量可以作為BC中的主要的電子接收部分.此外,由于BC顆粒具有較大的比表面積,因此具有良好的吸附性能,在其表面可能會吸附細(xì)菌、水鐵礦,從而縮短了細(xì)胞外電子轉(zhuǎn)移所需的距離,進(jìn)而促進(jìn)了水鐵礦中Fe(Ⅲ)的生物還原.

由圖6(a)可以看出,所有熱解溫度的BC都促進(jìn)了水鐵礦的還原.在中低溫條件下,隨著溫度的升高BC促進(jìn)微生物異化鐵還原的能力先增加后減弱,加入BC-400時Fe(Ⅲ)的還原率最高為3.91%, BC-500次之為2.48%, BC-300最低為2.03%,這與前人對溫度影響B(tài)C氧化還原能力的研究結(jié)果類似[33].這可能與BC的得失電子能力隨裂解溫度先增加后減小的趨勢有關(guān).BC熱解過程中產(chǎn)生的環(huán)境持久性自由基以及本身所含有的官能團(tuán)和共軛π電子結(jié)構(gòu)、導(dǎo)電性共同決定著BC的得失電子能力,即影響B(tài)C介導(dǎo)微生物還原水鐵礦中Fe(Ⅲ)的速率和程度.Song等[34]研究表明C=O含量與電子交換能力(EEC)呈正相關(guān)(2= 0.934,<0.0001),氧化還原活性C=O是EEC的顯著貢獻(xiàn)因素,而從FTIR結(jié)果(圖1)可以得知BC-400在1610cm?1處C=O吸收強(qiáng)度最高,具有最多的羰基,因而相較于其他溫度的BC, BC-400促進(jìn)PCA菌還原水鐵礦中的Fe(III)程度最高.此外,除了官能團(tuán)的影響之外, BC還可能通過共軛π電子結(jié)構(gòu)傳遞電子,隨著熱解溫度的增加,醌類官能團(tuán)的結(jié)構(gòu)受到破壞, BC中稠環(huán)芳香結(jié)構(gòu)相關(guān)的共軛π電子結(jié)構(gòu)具有導(dǎo)電性,此時BC又能以類似導(dǎo)體的方式傳遞電子,促進(jìn)水鐵礦還原,相比于低溫生成的無定形碳結(jié)構(gòu)的BC,中高溫的BC電阻更低且沒有強(qiáng)烈的能量屏障,因而會有更強(qiáng)的導(dǎo)電性[18],更能促進(jìn)微生物的異化鐵還原.

2.3 DBC對水鐵礦微生物還原的促進(jìn)作用

如圖7(a)和(d)所示,與未添加DBC的對照組相比,在添加了DBC、水鐵礦、乙酸鈉的條件下,水鐵礦的初始還原速率和7d時間內(nèi)Fe(Ⅲ)的還原程度顯著增強(qiáng),這表明DBC對微生物還原水鐵礦具有較強(qiáng)的促進(jìn)作用.對比不同熱解溫度的DBC的促進(jìn)效果可以發(fā)現(xiàn),DBC-300、DBC-400、DBC-500在7d時間內(nèi)的Fe(Ⅲ)最大還原程度分別為1.14%、2.27%、2.85%,其Fe(Ⅲ)還原程度隨溫度增高而增加,但是DBC-400初始還原速率最大(0.0210mmol/ (L·h)), DBC-300的初始還原速率(0.0161mmol/(L·h))居中, DBC-500初始還原速率最小,為0.0103mmol/ (L·h). BC的熱解溫度會對其DBC的氧化還原活性官能團(tuán)的結(jié)構(gòu)和數(shù)量產(chǎn)生影響,進(jìn)而影響其在促進(jìn)微生物還原水鐵礦時的效果.在未添加乙酸鈉的實(shí)驗(yàn)中(圖7(b)),可以看到,3種DBC展示出幾乎相同的初始還原速率(0.0130～0.0159mmol/(L·h)), DBC- 500的7d時間還原程度較大(1.57%),其他DBC的7d時間還原程度類似(0.39%和0.43%).這表明盡管不同熱解溫度可能會使得DBC中氧化還原活性官能團(tuán)的結(jié)構(gòu)和數(shù)量有所不同,但在沒有乙酸鈉的情況下,水鐵礦的還原速率要慢得多.此外,本文還探究非生物條件下DBC對Fe(Ⅲ)還原的影響,結(jié)果如圖7(c)所示,可以看出在非生物條件下DBC對水鐵礦的還原作用在1d時間左右基本達(dá)到平衡,3個溫度DBC的Fe(II)平衡還原濃度大都在0.09mmol/L左右波動,其還原率僅為0.19%,表明DBC難以直接化學(xué)還原水鐵礦.

為了便于比較3組數(shù)據(jù),本文選取還原效果最好的DBC-500在不同實(shí)驗(yàn)條件下的結(jié)果進(jìn)行觀察(圖7(d)),可以看出,在存在乙酸鈉和DBC-500的條件下,水鐵礦的微生物初始還原速率和7d還原程度遠(yuǎn)高于其他組.在存在DBC-500和沒有乙酸鈉的情況下,水鐵礦還原率為1.57%,明顯低于添加乙酸鈉和DBC-500的情況,這部分還原可能是由于兩種原因產(chǎn)生的: (1) DBC-500對水鐵礦進(jìn)行化學(xué)(非生物)還原; (2) DBC-500充當(dāng)電子供體,從而輔助完成了微生物異化鐵還原.考慮到非生物條件下Fe(Ⅲ)還原率僅為0.19%,占添加DBC-500和沒有乙酸鈉組的12%左右,這說明DBC-500對水鐵礦進(jìn)行化學(xué)還原程度有限,因此本文推斷在缺少電子供體的環(huán)境中, DBC-500可以作為電子供體來促進(jìn)水鐵礦的微生物還原.在添加DBC-500但未接種微生物的情況下,只有極少量的Fe(II)產(chǎn)生,這表明在非生物條件下DBC-500促進(jìn)水鐵礦還原的效果十分有限,基本可以忽略.同時,本文對未用鹽酸解吸的培養(yǎng)基溶液直接測量Fe(II)濃度,發(fā)現(xiàn)其濃度幾乎為零,這說明反應(yīng)產(chǎn)生的Fe(II)都吸附在礦物表面或者儲存在礦物晶格中,而溶液中很少有游離態(tài)的Fe(II)存在.先前的研究表明腐殖質(zhì)可以吸附Fe(II)并且可以吸附到水鐵礦礦物上,通過阻止水鐵礦表面鈍化,導(dǎo)致Fe(III)還原程度增加[34].

DBC的氧化還原特性與BC中的可溶性分子有關(guān),包括醌類和酚類[35].先前的研究[34]也表明了氧化還原活性氧官能團(tuán)在微生物還原過程中促進(jìn)電子轉(zhuǎn)移時發(fā)揮了至關(guān)重要的作用,尤其是Xu等[10]的實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn), DBC與MR-1菌接觸反應(yīng)后,半醌自由基的EPR信號明顯增強(qiáng),進(jìn)一步支持了半醌自由基在細(xì)胞外電子傳遞過程中的潛在關(guān)鍵作用. BC熱解過程中產(chǎn)生的醌類和芳香族分子被認(rèn)為具有氧化還原活性,確保了DBC的電子交換能力[36]. Zhang等[13]研究也表明醌和芳香基團(tuán)對DBC的氧化還原活性貢獻(xiàn)極大,且DBC中的醌和芳香基團(tuán)隨著熱解溫度的升高而增加,達(dá)到500°C后隨著溫度的持續(xù)升高而降低.上述對DBC的FTIR和UV-Vis表征結(jié)果表明DBC-500相比DBC-300和DBC-400具有較高的芳香性,與Zhang等[13]的研究結(jié)論一致,這一結(jié)論也解釋了為何DBC-500的Fe(Ⅲ)還原率最高.

這些結(jié)果表明, DBC在Fe(III)的微生物還原過程中有著非常重要的作用,不僅提高了水鐵礦的長期(7d)還原程度,而且還提高了其初始還原速率,研究結(jié)果與Xu等[10]的結(jié)論類似.但在Kapper等[11]的實(shí)驗(yàn)中DBC沒有顯著的還原能力,表明DBC向Fe(III)的電子轉(zhuǎn)移可以忽略不計(jì).之所以會出現(xiàn)這樣的結(jié)果,可能跟其實(shí)驗(yàn)條件有關(guān), Kappler等[11]的研究中所用的原材料為木屑,熱解溫度設(shè)為620℃,而最近的研究[26]表明原料為木材的BC中可溶組分本身就比較少,較高的熱解溫度會導(dǎo)致其可溶組分進(jìn)一步分解,當(dāng)熱解溫度高于500℃時,DBC的電子轉(zhuǎn)移能力會急劇下降.此外之前的研究中還對提取的DBC進(jìn)行高溫滅菌,進(jìn)一步導(dǎo)致了可溶性組分的分解.而在另一項(xiàng)研究中[34],也沒有發(fā)現(xiàn)DBC對微生物還原水鐵礦過程產(chǎn)生促進(jìn)作用,這是因?yàn)樵谠搶?shí)驗(yàn)中利用硝酸溶液來預(yù)處理氧化,這個過程本身就是萃取過程, BC中的可溶組分被轉(zhuǎn)移到硝酸溶液中了,因此,后續(xù)再用超純水就很難再從BC中提取出DBC.

2.4 微生物還原過程中水鐵礦晶型的轉(zhuǎn)變

除了對Fe(III)還原速率和程度產(chǎn)生影響外,DBC在微生物還原水鐵礦過程中也影響了次生礦物的形成.通過XRD (圖8)的分析發(fā)現(xiàn),磁鐵礦(Fe3O4)和藍(lán)鐵礦(Fe3(PO4)2·8H2O)是水鐵礦在前7d內(nèi)形成的主要礦物相,也有一些菱鐵礦(FeCO3)產(chǎn)生.12d后,所形成的礦物幾乎全是藍(lán)鐵礦. Bauer等[37]發(fā)現(xiàn),電子從還原腐殖酸轉(zhuǎn)移到不同F(xiàn)e(Ⅲ)礦物的程度取決于礦物的特性,因此可能取決于Fe(Ⅲ)礦物作為電子受體的氧化還原電位.還原過程中存在的Fe(II)的量和Fe(II)的形成速率控制著水鐵礦晶型的轉(zhuǎn)變.

圖8 DBC存在下微生物還原前后水鐵礦XRD圖譜

此外, Fe(Ⅲ)微生物還原過程中誘導(dǎo)產(chǎn)生的次生礦物類型還與培養(yǎng)體系中的陰離子類型(CO32-、PO43-)密切相關(guān),并受這些陰離子相對含量的控制,如碳酸氫鹽或磷酸鹽可導(dǎo)致營養(yǎng)物質(zhì)和微量金屬的吸附差異,以及土壤礦質(zhì)反應(yīng)性的變化.當(dāng)使用 PIPES作為緩沖液時,水鐵礦還原的最終產(chǎn)物為磁鐵礦[38].在含有碳酸氫鹽的緩沖液中,水鐵礦很容易還原為磁鐵礦和菱鐵礦.當(dāng)培養(yǎng)基中存在磷酸鹽時,容易形成藍(lán)鐵礦.礦物質(zhì)的適度還原,會導(dǎo)致表面結(jié)合的痕量金屬的釋放,或形成吸附在Fe(III)礦物表面的高活性Fe(II)物種,這可能會參與進(jìn)一步的氧化還原反應(yīng).而且,對比不同DBC的結(jié)果可以發(fā)現(xiàn),無論是還原7d還是12d,在添加DBC-500的情況下均測得了較窄的晶體半峰寬度,這說明DBC-500有著更高的氧化還原活性,促進(jìn)了更多的水鐵礦物被還原.

3 結(jié)論

3.1 BC和DBC都可以促進(jìn)水鐵礦的微生物還原,BC作為電子供體促進(jìn)PCA菌還原Fe(Ⅲ)的能力較弱,而作為電子穿梭體,能夠有效的促進(jìn)電子由微生物轉(zhuǎn)移到電子受體的過程,從而提高Fe(Ⅲ)的還原率.

3.2 在加入BC-400時, Fe(Ⅲ)的還原率最高,為不加入BC時的12倍.可能是因?yàn)锽C-400含有最多的醌基、酚基基團(tuán). BC顆粒對Fe(II)的吸附可以提高水鐵礦的長期還原效果.

3.3 DBC能促進(jìn)微生物還原水鐵礦的程度和速率,在20mgC/L DBC的存在下,水鐵礦的長期微生物異化鐵還原程度和初始還原速率分別增加了10倍和2倍以上.而在缺少電子供體的情況下, DBC-500在一定程度上可以充當(dāng)電子供體,但是非生物還原過程對水鐵礦的還原促進(jìn)作用十分有限,幾乎可以忽略.

3.4 DBC的添加還改變了次生礦物形成的類型,在DBC存在條件下,磁鐵礦(Fe3O4)和藍(lán)鐵礦(Fe3(PO4)2·8H2O)是水鐵礦在前7d內(nèi)形成的主要礦物相,12d后,水鐵礦所形成的礦物幾乎全是藍(lán)鐵礦.

[1] Lu Y, Hu Y, Tang L, et al. Effects and mechanisms of modified biochars on microbial iron reduction of[J]. Chemosphere, 2021,283:130983.

[2] Navrotsky A, Mazeina L , Majzlan J. Size-driven structural and thermodynamic complexity in iron oxides [J]. Science, 2008,319 (5870):1635-1638.

[3] Borch T, Kretzschmar R, Kappler A, et al. Biogeochemical redox processes and their impact on contaminant dynamics [J]. Environmental Science and Technology, 2010,44(1):15-23.

[4] An W H, Wu C, Xue S G, et al. Effects of biochar on the arsenic and mineral transformation in the reduction process od As(Ⅲ)-adsorbed ferrihydrite [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2021,41(9):3497-3512.

[5] Cayuela M L, Sánchez-Monedero M A, Roig A, et al. Biochar and denitrification in soils: when, how much and why does biochar reduce N2O emissions? [J]. Scientific Reports, 2013,3:1732.

[6] Yu L, Yuan Y, Tang J, et al. Biochar as an electron shuttle for reductive dechlorination of pentachlorophenol by[J]. Scientific Reports, 2015,5:16221.

[7] Chen S, Rotaru A E, Shrestha P M, et al. Promoting interspecies electron transfer with biochar [J]. Scientific Reports, 2014,4(5019): 5019.

[8] Xu X, Huang H, Zhang Y, et al. Biochar as both electron donor and electron shuttle for the reduction transformation of Cr(VI) during its sorption [J]. Environmental Pollution, 2019,244(1):423-430.

[9] Saquing J M, Yu Y H, Chiu P C, et al. Wood-derived black carbon (biochar) as a microbial electron donor and acceptor [J]. Environmental Science and Technology Letters, 2016,3(2):62-66.

[10] Xu S, Adhikari D, Huang R, et al. Biochar-facilitated microbial reduction of hematite [J]. Environmental Science and Technology, 2016,50(5):2389-2395.

[11] Kapper A, Wuestner M L, Ruecker A, et al. Biochar as an electron shuttle between bacteria and Fe(III) minerals [J]. Environmental Science and Technology Letters, 2014,1(8):339-344.

[12] Mukherjee A, Zimmerman A R. Organic carbon and nutrient release from a range of laboratory-produced biochars and biochar–soil mixtures [J]. Geoderma, 2013,193-194:122-130.

[13] Zhang B, Zhou S, Zhou L, et al. Pyrolysis temperature-dependent electron transfer capacities of dissolved organic matters derived from wheat straw biochar [J]. Science of the Total Environment, 2019,(696): 133895.

[14] Guéguen C, Cuss C W. Characterization of aquatic dissolved organic matter by asymmetrical flow field-flow fractionation coupled to UV- Visible diode array and excitation emission matrix fluorescence [J]. Journal of Chromatography A, 2011,1218(27):4188-4198.

[15] Stedmon C A, Bro R. Characterizing dissolved organic matter fluorescence with parallel factor analysis: a tutorial: fluorescence- parafac analysis of DOM [J]. Limnology and oceanography, methods, 2008,6(11):572-579.

[16] Wu J, Hua Z, Yao Q S, et al. Toward understanding the role of individual fluorescent components in DOM-metal binding [J]. Journal of Hazardous Materials, 2012,215-216(May 15):294-301.

[17] Matilainen A, Gjessing E T, Lahtinen T, et al. An overview of the methods used in the characterization of natural organic matter (NOM) in relation to drinking water treatment [J]. Chemosphere, 2011,83(11): 1431-1442.

[18] Sun T, Levin B D A, Guzman J J L, et al. Rapid electron transfer by the carbon matrix in natural pyrogenic carbon [J]. Nature Communications, 2017,8(1):1-12.

[19] Scott D T, Mcknight D M, Blunt-Harris E L, et al. Quinone moieties act as electron acceptors in the reduction of humic substances by humics-reducing microorganisms [J]. Environmental Science and Technology, 1998,32(19):372-372.

[20] Keiluweit M, Nico P S, Johnson M G, et al. Dynamic molecular structure of plant biomass-derived black carbon (biochar) [J]. Environmental Science and Technology, 2010,44(4):1247-1253.

[21] Liu G, Hao Z, Jiang Z, et al. Effects of biochar input on the properties of soil nanoparticles and dispersion/sedimentation of natural mineral nanoparticles in aqueous phase [J]. Science of The Total Environment, 2018,634(SEP.1):595-605.

[22] Lies D P, Hernandez M E, Kappler A, et al.MR-1uses overlapping pathways for iron reduction at a distance and by direct contact under conditions relevant for biofilms [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2005,71(8):4414-4426.

[23] Uchimiya M, Stone A T. Reversible redox chemistry of quinones: Impact on biogeochemical cycles [J]. Chemosphere, 2009,77(4):451- 458.

[24] Liao S, Pan B, Li H, et al. Detecting free radicals in biochars and determining their ability to inhibit the germination and growth of corn, wheat and rice seedlings [J]. Environmental Science and Technology, 2014,48(15):8581–8587.

[25] Weishaar J L, Aiken G R, Bergamaschi B A, et al. Evaluation of specific ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon [J]. Environmental Science and Technology, 2003,37(20):4702-4708.

[26] Xu W, Walpen N, Keiluweit M, et al. Redox properties of pyrogenic dissolved organic matter (pyDOM) from biomass-derived chars [J]. Environmental Science and Technology, 2021,55(16):11434-11444.

[27] He Z, Mao J, Honeycutt C W, et al. Characterization of plant-derived water extractable organic matter by multiple spectroscopic techniques [J]. Biology and Fertility of Soils, 2009,45(6):609-616.

[28] Haan H D, Boer T D. Applicability of light absorbance and fluorescence as measures of concentration and molecular size of dissolved organic carbon in humic Lake Tjeukemeer [J]. Water Research, 1987,21(6):731-734.

[29] Rajapaksha A U, Yong S, El-Naaggar A, et al. Dissolved organic matter characterization of biochars produced from different feedstock materials [J]. Journal of Environmental Management, 2018,233:393- 399.

[30] Ishii S, Boyer T H. Behavior of reoccurring PARAFAC components in fluorescent dissolved organic matter in natural and engineered systems: a critical review [J]. Environmental Science and Technology, 2012,46(4):2006-2017.

[31] Yang Z, Sun T, Subdiaga E, et al. Aggregation-dependent electron transfer via redox-active biochar particles stimulate microbial ferrihydrite reduction [J]. Science of The Total Environment, 2019, 703:135515.

[32] Kluepfel L, Keiluweit M, Kleber M, et al. Redox properties of plant biomass-derived black carbon (biochar) [J]. Environmental Science and Technology, 2014,48(10):5601-5611.

[33] Ahmad M, Lee S S, Dou X M, et al. Effects of pyrolysis temperature on soybean stover- and peanut shell-derived biochar properties and TCE adsorption in water [J]. Bioresource Technol, 2012,118(-): 536-544.

[34] Song W, Fang G, Wang Y, et al. Redox-active oxygen-containing functional groups in activated carbon facilitate microbial reduction of ferrihydrite [J]. Environmental Science and Technology, 2017,51(17): 9709-9717.

[35] Sharpless C M, Aeschbacher M, Page S E, et al. Photooxidation- induced changes in optical, electrochemical, and photochemical properties of humic substances [J]. Environmental Science and Technology, 2014,48(5):2688-2696.

[36] Zhang Y, Xu X, Cao L, et al. Characterization and quantification of electron donating capacity and its structure dependence in biochar derived from three waste biomasses [J]. Chemosphere, 2018,211 (11):1073-1081.

[37] Bauer I, Kappler A. Rates and extent of reduction of Fe(III) compounds and O2by humic substances [J]. Environmental Science and Technology, 2009,43(13):4902-4908.

[38] Li X, Liu T, Li F, et al. Reduction of structural Fe(III) in oxyhydroxides byS12and characterization of the surface properties of iron minerals [J]. Journal of Soils and Sediments, 2012,12(2):217-227.

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

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(42177204);持久性有毒污染物環(huán)境與健康危害湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開放基金資助項(xiàng)目(PTS-2020-04);中央高校基本科研業(yè)務(wù)費(fèi)專項(xiàng)資金(2020MS038)

* 責(zé)任作者, 副教授, jinjie19@126.com

夏金霞(1998-),女,吉林蛟河人,華北電力大學(xué)碩士研究生,主要從事生物炭和土壤碳的環(huán)境地球化學(xué)行為研究. 120212232027@ncepu.edu.cn.

夏金霞,孫金濤,于 蕊,等.生物炭及其水溶組分促進(jìn)水鐵礦微生物還原 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 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.