鐵還原條件下鐵負載生物質(zhì)炭固定三價砷的能力及其穩(wěn)定性

朱曉東，楊敏，吳松，施維林，周東美*

（1.蘇州科技大學環(huán)境科學與工程學院，江蘇 蘇州 215009；2.南京大學環(huán)境學院污染控制與資源化研究國家重點實驗室，南京210023；3.生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所，南京 210042；4.國家環(huán)境保護土壤環(huán)境管理與污染控制重點實驗室，南京 210042）

我國作為農(nóng)業(yè)生產(chǎn)大國，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中會產(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造成嚴重的大氣污染和農(nóng)業(yè)面源污染等問題，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)用的一種模式進行推廣[1]。秸稈炭化還田在固碳的同時，能夠提升土壤pH，改變土壤微生物群落結(jié)構(gòu)和功能，為植物生長提供氮、磷等營養(yǎng)元素，增加土壤團聚體和持水性，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)布的全國土壤污染狀況調(diào)查公報指出，我國耕地土壤污染點位超標率達到19.4%，并且主要污染類型為鎘、汞、砷等無機重金屬污染，因而探討生物質(zhì)炭還田對土壤中無機重金屬的修復能力也在環(huán)境領(lǐng)域引發(fā)研究熱潮[3]。

在生物質(zhì)炭用于農(nóng)田土壤污染修復的過程中，大量研究圍繞生物質(zhì)炭對重金屬的吸附固定能力展開[4]。實驗室研究表明，生物質(zhì)炭對鎘、汞、鉛、鋅等重金屬陽離子具有很強的吸附固定能力，但是其對砷、磷、硝酸根等無機陰離子的吸附固定能力非常微弱。針對以上問題，近年來也有文獻通過在生物質(zhì)炭表面負載金屬或金屬氧化物的形式，使其能夠固定砷、磷、硝酸根等無機陰離子[5-6]。盡管通過表面改性、表面功能化等方法能夠提升生物質(zhì)炭對陽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)炭應用于實際農(nóng)田重金屬污染修復過程中，其修復效果卻呈現(xiàn)出較大差異[7-10]。在重金屬污染農(nóng)田土壤修復領(lǐng)域中值得注意的是，逐漸有文獻報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，逐漸有研究報道生物質(zhì)炭具有氧化還原特性[15-16]，能夠介導土壤中氧化還原過程的電子轉(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程中，會加劇三價砷[As（Ⅲ）]的釋放風險[22]。此外，生物質(zhì)炭也會加速土壤和沉積物中砷的釋放[23-25]。我國南方的水稻主產(chǎn)區(qū)面臨著嚴重的稻田土壤砷污染問題，這極大地威脅到稻米質(zhì)量安全。近年來逐漸有研究嘗試將鐵負載生物質(zhì)炭應用于稻田土壤砷污染的修復。稻田土壤砷的遷移轉(zhuǎn)化與土壤氧化還原電位的波動密切相關(guān)，而鐵負載生物質(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載生物質(zhì)炭在稻田淹水期的還原環(huán)境中，對砷的固定能力及其穩(wěn)定性還未得到詳盡的評估?；诖耍狙芯客ㄟ^制備可以有效固定砷的鐵負載生物質(zhì)炭，構(gòu)建鐵負載生物質(zhì)炭介導微生物還原含砷鐵礦體系和鐵負載生物質(zhì)炭-As（Ⅲ）-鐵還原菌還原體系，以評估鐵負載生物質(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材料的篩選方法。

1 材料與方法

1.1 鐵負載生物質(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，在管式爐中氮氣條件下高溫熱解4 h，制備鐵負載生物質(zhì)炭。在熱解溫度為400、500、600℃和700℃下制備的鐵負載生物質(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。鐵負載生物質(zhì)炭的元素組成、比表面積和礦物組成分別通過元素分析儀（VARIO ELⅢ，Elementar Inc.，Germany）、比 表 面積 測 定 儀（Micromeritics，ASAP2020，USA）和 X 射線電子衍射（XRD，Ultima IV，Rigaku，Japan）進行分析測定。

含As（Ⅲ）的水鐵礦[As（Ⅲ）-FH]通過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，裝入血清瓶中曝氮氣除氧后密封備用。

1.2 鐵負載生物質(zhì)炭在有氧條件下吸附As（Ⅲ）實驗

鐵負載生物質(zhì)炭吸附As（Ⅲ）實驗體系組成為：0.04 mol·L-1的 NaClO4電解質(zhì)溶液，1 g·L-1鐵負載生物質(zhì)炭吸附劑，3 mg·L-1As（Ⅲ）吸附質(zhì)。設(shè)置不加生物質(zhì)炭的對照組（CK）和分別加BC-Fe-400、BC-Fe-500、BC-Fe-600和BC-Fe-700的實驗處理組。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鐵負載生物質(zhì)炭儲備液（10 g·L-1）加至三角瓶啟動吸附實驗[6]。在設(shè)定的時間點取懸液過0.22 μm濾膜，濾液保存于1 mol·L-1的HCl中。As（Ⅲ）濃度通過電感耦合等離子體質(zhì)譜儀進行分析測定（ICP-MS，PerkinElmer NexION 2000，USA）。

1.3 鐵負載生物質(zhì)炭介導微生物還原含As（Ⅲ）-FH實驗

厭氧As（Ⅲ）-FH還原實驗體系的組成為：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個加微生物的實驗組處理（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的實驗組）和5個非生物的對照組處理（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鐵負載生物質(zhì)炭儲備懸液（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)定時間點（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無氧HCl溶液和常規(guī)HCl溶液中，用于檢測鐵負載生物質(zhì)炭對As（Ⅲ）-FH的化學還原作用及對As（Ⅲ）-FH中As（Ⅲ）釋放的影響。在24 h時，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）啟動鐵負載生物質(zhì)炭介導微生物還原As（Ⅲ）-FH實驗，選擇固定的時間點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ICP-MS分析，F(xiàn)e（Ⅱ）和Fe（Ⅲ）用鄰菲啰啉比色法檢測。反應終止時收集固相沉淀樣品，凍干后用于XRD分析。

1.4 微生物還原鐵負載生物質(zhì)炭實驗

微生物還原鐵負載生物質(zhì)炭實驗體系的組成為：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個實驗處理組，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）儲備懸液（約50 mg·L-1）和2 mL鐵負載生物質(zhì)炭儲備懸液（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的無氧HCl和常規(guī)HCl溶液中。在18 h時接種1 mL的S.oneidensis MR-1懸液啟動微生物還原鐵負載生物質(zhì)炭實驗，設(shè)定時間點取樣監(jiān)測懸液和上清液中Fe的形態(tài)含量及上清液中As（Ⅲ）的濃度。反應終止時收集固相沉淀樣品，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，木屑中的組分在400℃經(jīng)過4 h即可以被完全轉(zhuǎn)化為穩(wěn)定的碳形態(tài)。當溫度從400℃升到700℃時，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致生物質(zhì)炭中的孔結(jié)構(gòu)坍塌，另一方面是因為生成的含鐵礦物包裹在生物質(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，磁鐵礦的譜峰強度逐漸增強，晶型也更為穩(wěn)定；對于磁鐵礦在30.1°處的主峰，由Scherrer公式計算得到的晶體大小依次為19.6、21.5、22.7、24.3 nm。

表1 鐵負載生物質(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 鐵負載生物質(zhì)炭對As（Ⅲ）的吸附動力學曲線Figure 2 Adsorption kinetic for As（Ⅲ）on iron-loaded biochar

表2 鐵負載生物質(zhì)炭吸附As（Ⅲ）的準二級動力學擬合參數(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載生物質(zhì)炭均可有效吸附水溶液中的As（Ⅲ），準二級動力學擬合[y=a2b（1+abx）]結(jié)果表明，BC-Fe-700對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）遠低于 BC-Fe-500、BC-Fe-600 和 BCFe-700（0.407～0.421 g·mg-1·min-1）。對于BC-Fe-400和BC-Fe-600，盡管磁鐵礦負載量相近，但是比表面積更大的BC-Fe-400對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影響XRD譜圖中的譜峰，但是會明顯改變鐵礦物對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 鐵負載生物質(zhì)炭介導含As（Ⅲ）水鐵礦還原過程中鐵和As（Ⅲ）的轉(zhuǎn)化及釋放

在鐵負載生物質(zhì)炭介導微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的培養(yǎng)體系中，與不加鐵負載生物質(zhì)炭的CK組相比，鐵負載生物質(zhì)炭加速了含As（Ⅲ）水鐵礦的還原，經(jīng)過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)炭介導微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的過程中，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程不斷循環(huán)往復[17，22]。生物質(zhì)炭中導電石墨片層對電子輸入存儲和輸出釋放的電子傳導過程，及醌∕酚類官能團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，表明鐵負載生物質(zhì)炭的氧化還原特性隨熱解溫度的增加而增強。含As（Ⅲ）水鐵礦的還原使得Fe2+釋放至溶液中，鐵負載生物質(zhì)炭促進Fe2+釋放達到最大值，隨后也促進其從溶液中去除，并且鐵負載生物質(zhì)炭的制備溫度越高，促進作用越顯著（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，盡管鐵負載生物質(zhì)炭具有砷固定能力，但是鐵負載生物質(zhì)炭在加速鐵還原的同時，加速了水鐵礦中As（Ⅲ）的釋放。隨著培養(yǎng)時間的進一步延長，加入鐵負載生物質(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As（Ⅲ）的固定。在646 h時，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 鐵負載生物質(zhì)炭介導Shewanella oneidensis MR-1還原含As（Ⅲ）水鐵礦還原過程中鐵的還原率、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）會與培養(yǎng)液中的陰離子發(fā)生反應生成次生礦物。經(jīng)過646 h的還原作用，CK組中生成了大量藍鐵礦[Fe3（PO4）2]和少量菱鐵礦（FeCO3）（圖4）。對于藍鐵礦和菱鐵礦這兩種礦物，它們的logKsp分別為-36和-10.9[29-30]，因此在反應體系中先生成藍鐵礦，后生成菱鐵礦，這與已有的研究結(jié)果一致[22]。在加入了鐵負載生物質(zhì)炭的培養(yǎng)體系中，同樣檢測到了藍鐵礦和菱鐵礦，其中藍鐵礦的譜峰強度均低于CK組，而菱鐵礦的譜峰強度均高于CK組，這可能是由于鐵負載生物質(zhì)炭中磁鐵礦吸附了體系中的部分磷酸根，阻礙了藍鐵礦的生成，進而促進菱鐵礦的生成。此外，對于磁鐵礦而言，其位于35.4°的主峰與藍鐵礦的譜峰位置重合，而其非主峰對應的譜峰強度均較弱，但是通過對比不同處理組中藍鐵礦各譜峰的相對強度可以推斷出，加入鐵負載生物質(zhì)炭的培養(yǎng)體系中仍有磁鐵礦存在。以上結(jié)果說明鐵負載生物質(zhì)炭介導微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的過程中未將生物質(zhì)炭上負載的磁鐵礦完全還原，這與反應終止時加入鐵負載生物質(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即達到100%，這是由于在鐵還原體系中Fe（Ⅱ）的檢測過程中，用1 mol·L-1的HCl可以有效溶解體系中水鐵礦、藍鐵礦和菱鐵礦，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（相對于未加鐵負載生物質(zhì)炭的對照組），遠低于好氧條件下鐵負載生物質(zhì)炭的As（Ⅲ）固定能力（0.837～1.410 mg·g-1），這可能與鐵負載生物質(zhì)炭中磁鐵礦的還原溶解有關(guān)，因此還需進一步評估鐵負載生物質(zhì)炭在還原環(huán)境中的穩(wěn)定性。

圖4 鐵負載生物質(zhì)炭介導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；當在18 h接種S.oneidensisMR-1時，在18～30 h溶液中As（Ⅲ）的濃度基本維持不變；隨著培養(yǎng)時間的進一步增加，4種鐵負載生物質(zhì)炭均可以進一步吸附固定As（Ⅲ），并且其熱解溫度越高，對As（Ⅲ）的吸附固定速度越快，到342 h時，體系中As（Ⅲ）的濃度均低于421 μg·L-1，并達到穩(wěn)定狀態(tài)，遠低于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[32-33]，而本反應在厭氧避光的條件下進行，因而微生物還原鐵負載生物質(zhì)炭的過程中，對溶液中As（Ⅲ）吸附量增加的原因可能與鐵負載生物質(zhì)炭中磁鐵礦的還原轉(zhuǎn)化有關(guān)。反應終止時固體樣品的XRD譜圖結(jié)果表明，鐵負載生物質(zhì)炭中的部分磁鐵礦被還原生成藍鐵礦和菱鐵礦（圖5B）。盡管生成的藍鐵礦和菱鐵礦不能固定As（Ⅲ）[22]，但是Fe（Ⅲ）礦物和混合價態(tài)鐵礦物均可以固定As（Ⅲ）[34]。Fe（Ⅲ）礦和混合價態(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)生部分還原反應后，對As（Ⅲ）的吸附固定能力變得更強，因而當磁鐵礦中的部分Fe（Ⅲ）發(fā)生還原轉(zhuǎn)化時，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)的細微變化可能使其具有更強的As（Ⅲ）吸附能力。在S.oneidensisMR-1模擬的還原環(huán)境中，經(jīng)過342 h的培養(yǎng)，鐵負載生物質(zhì)炭對As（Ⅲ）的吸附量（2.16～2.29 mg·g-1）遠高于好氧條件下的吸附量（0.94～1.63 mg·g-1）。但是在鐵負載生物質(zhì)炭介導微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦的實驗體系中，反應終止時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。鐵負載生物質(zhì)炭介導微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦實驗體系的培養(yǎng)周期為646 h，而S.oneidensisMR-1還原鐵負載生物質(zhì)炭實驗體系的培養(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：在還原時間較短及磁鐵礦還原程度較低時，其對As（Ⅲ）的固定能力增加；隨著還原時間的延長及磁鐵礦還原程度的進一步增加，其對As（Ⅲ）的吸附固定能力逐漸減弱。

3 討論

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

圖5 Shewanella oneidensis MR-1還原鐵負載生物質(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)境中鐵負載生物質(zhì)炭固定As（Ⅲ）的能力及穩(wěn)定性評估示意圖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)位會依次出現(xiàn)。本研究僅模擬了稻田土壤鐵還原這一生態(tài)位，用以評估鐵負載生物質(zhì)炭用于稻田土壤砷污染修復的潛能。基于本研究的結(jié)果，鐵還原菌的還原作用會影響鐵負載生物質(zhì)炭自身的穩(wěn)定及其固定As（Ⅲ）的穩(wěn)定性，因而鐵負載生物質(zhì)炭不宜作為稻田土壤砷污染的長效鈍化劑使用，但可以利用其短期內(nèi)固定砷效率較高的優(yōu)點，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。本研究中的實驗方法可用于實驗室快速篩選稻田土壤砷污染修復材料。此外，在實際淹水稻田中，砷的形態(tài)多種多樣，不僅只有鐵還原過程會加速無機As（Ⅲ）的釋放，硫還原過程和產(chǎn)甲烷過程也會影響砷的巰基化和甲基化等過程。因此，后續(xù)還需要在實際稻田土壤復雜生態(tài)位下，評估砷污染修復材料的穩(wěn)定性。

4 結(jié)論

（1）在好氧條件下，400～700℃高溫熱解含鐵生物質(zhì)制備得到的磁鐵礦負載生物質(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，磁鐵礦負載生物質(zhì)炭可以加速微生物還原含As（Ⅲ）水鐵礦，導致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載生物質(zhì)炭對As（Ⅲ）的吸附固定量增加到2.16～2.29 mg·g-1；長期厭氧培養(yǎng)，磁鐵礦負載生物質(zhì)炭對As（Ⅲ）的固定量降低到0.211～0.676 mg·g-1。