富鐵炭對填埋覆土層甲烷氧化主導(dǎo)微生物活動的影響

白新月,陳予珂,黃丹丹,徐期勇

富鐵炭對填埋覆土層甲烷氧化主導(dǎo)微生物活動的影響

白新月,陳予珂,黃丹丹,徐期勇*

(北京大學(xué)深圳研究生院環(huán)境與能源學(xué)院,廣東 深圳 518055)

為了進一步明晰甲烷氧化菌群與環(huán)境間的相關(guān)關(guān)系,通過比較其甲烷氧化量和胞外聚合物(EPS)2種重要的微生物生命活動來探討不同基質(zhì)濃度與不同炭組間交互產(chǎn)生的環(huán)境差異對微生物群落的影響.結(jié)果表明,不同基質(zhì)濃度對微生物多樣性和種群差異影響最大.在甲烷與氧氣(15%,/)均充足的情況下甲烷氧化累積量主要由Ⅰ型甲烷氧化菌貢獻;而在某一組分相對不足(￡10%,/)的氣體濃度下,Ⅱ型甲烷氧化菌是消耗甲烷的主要微生物.在高甲烷低氧條件添加富鐵炭或可有效緩解EPS堵塞且有利于Ⅱ型甲烷氧化菌的生長.

富鐵生物炭；填埋覆土層；甲烷氧化菌；適應(yīng)性反應(yīng)；胞外聚合物

在世界范圍內(nèi),甲烷(CH4)排放總量的50%～ 65%來自人類活動[1].根據(jù)美國EPA數(shù)據(jù)顯示,2018年甲烷占溫室氣體總排放量的10%,垃圾填埋場仍是第3大甲烷排放源[2].填埋目前依然是我國城市生活垃圾的主要處置方式[3],當前中國和發(fā)達國家技術(shù)都無法實現(xiàn)填埋氣100%收集[4],并且各地存在大量小規(guī)模堆放點和收集系統(tǒng)不完善的老舊填埋場.通常垃圾穩(wěn)定降解需要50～100a的漫長周期[5],每年仍有大量的甲烷從填埋場直接排放.

原位生物覆蓋是一種基于微生物強化作用原位脫除填埋場逸散多組分氣體的功能覆蓋系統(tǒng)[6],甲烷的氧化主要依賴甲烷氧化菌將CH4氧化成CO2來有效減弱填埋場甲烷排放強度.生物覆蓋材料的種類、氣體基質(zhì)濃度及營養(yǎng)添加物等環(huán)境因素均會影響甲烷氧化的效率[7-9].國際上對將農(nóng)林廢棄物制成生物質(zhì)炭施用于土壤作為碳增匯減排這種關(guān)鍵途徑的關(guān)注越來越多[10].生物炭具有疏松多孔的穩(wěn)定結(jié)構(gòu)[11],對生物炭進行鐵改性可以增大比表面積和孔容,加入覆土層中可以顯著提高甲烷氧化效率[12-13].此外,加入生物炭可以緩解胞外聚合物累積造成的基質(zhì)堵塞,提升甲烷氧化效果[14].將鐵這種外源物質(zhì)引入微生物生境中會促進等細菌的鐵呼吸,通過胞外電子傳遞途徑生物還原氧化鐵[15-17],但對甲烷氧化主導(dǎo)群落中胞外聚合物(EPS)形成的影響尚不清楚.

本研究在3種模擬實際填埋場覆土層的填埋氣基質(zhì)濃度下,結(jié)合不同工藝制備的富鐵生物炭的甲烷氧化速率表現(xiàn),探究多因素交互作用下造成的環(huán)境差異對填埋場覆土層中微生物群落組成及產(chǎn)EPS的影響,為實際填埋場覆土層高效減排甲烷提供生物學(xué)調(diào)控參考.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

本實驗用土為純天然沙土,購自河北邯鄲.菌液富集使用實驗室生活垃圾填埋生物反應(yīng)柱(填埋齡3a)中的覆土,采用NMS培養(yǎng)基培養(yǎng)[18],采集10g放在600mL培養(yǎng)瓶中,添加100mL營養(yǎng)液在甲烷濃度15%(/)的條件下150r/min震蕩培養(yǎng)5d后,取上清液10mL加入90mL營養(yǎng)液,在與上一周期同樣甲烷濃度下再次富集培養(yǎng),循環(huán)3次后用于批次實驗.模擬填埋氣(CH4:CO2=60%:40%,)、氧氣(純度399.999%)和氮氣(純度399.999%)購于深圳祥元氣體.

1.1.1 普通生物炭(BC_400)的制備 使用楊木屑作為原材料,通過10號篩(<2mm)篩分;在105℃的烘箱中干燥>72h以去除水分;在氮氣流入量為400mL/min和加熱速率為10℃/min的條件下在管式熱解爐中進行熱解;初始溫度設(shè)置105℃,讓溫度逐漸升高至105℃后在此溫度下保持20min.隨后再加熱30min,以達到400℃的最高溫度,停留時間為0min,燒好后用磨砂口玻璃瓶保存.

1.1.2 富鐵生物炭的制備 稱取FeCl3·6H2O (分析純)100g放入1000mL去離子水中制備成100g/L FeCl3溶液.然后將制備好的BC_400按照20%Fe/生物質(zhì)比例, 即稱取20g生物炭放入67mL FeCl3溶液中,超聲處理2h;去離子水反復(fù)沖洗所得樣品至濾液澄清以去除雜質(zhì)并在105℃下烘干過夜制得BF_400.BF_600與BF_400僅熱解溫度程序不同,600℃熱解溫度設(shè)置條件為:初始溫度30℃, 60min內(nèi)逐漸升高至600℃,停留時間60min.燒好的生物炭在氮氣氛圍下冷卻后取出再進行相同步驟的鐵鹽負載處理.FB鐵鹽預(yù)處理組生物炭將楊木屑烘干后先將部分過篩,將篩出的細木屑(<0.3mm)和篩上的粗木屑(>0.3mm,<2mm)以及不篩分的木屑分別按20%Fe/生物質(zhì)比例浸泡,超聲處理2h后105℃下烘干過夜,將預(yù)處理后的木屑放入管式熱解爐中按照600℃熱解溫度程序進行燒制,分別得到3組生物炭FB_600(不篩分制備), FB_600S(細木屑制備),FB_600L(粗木屑制備).

1.2 生物炭鐵含量測定

為了確認生物炭載鐵是否成功,使用能量色散X射線熒光分析儀(EDX-LE型)對制備好的6種生物炭進行元素分析,生物炭主要含有Ca、Fe、K、Zn、Mn 5種金屬元素,未改性生物炭BC_400的鐵占比為8.46%,鐵后負載處理組生物炭BF_400與BF_600鐵占比為53.87%和41.66%,鐵預(yù)處理組生物炭FB_600、FB_600S和FB_600L鐵占比高達83.65%、78.96%和86.27%,說明鐵元素成功負載到生物炭上.

1.3 監(jiān)測甲烷氧化效率實驗

將制備好的普通生物炭和富鐵生物炭均以15%(/)占比與沙土充分混合后裝入600mL培養(yǎng)瓶中,每組炭土設(shè)置3個重復(fù)組.使用氮氣吹掃5min使得瓶內(nèi)充滿氮氣,然后蓋上瓶塞纏繞封口膜壓上鋁制壓蓋密封.每瓶用注射器滴入5mL甲烷氧化菌富集液.為實現(xiàn)目標CH4和O2濃度值,采用氣袋和培養(yǎng)瓶連通的方式并進行氣體的置換和混勻操作,具體操作為:首先通過計算得出CH4和O2用量并分別取氣注入500mL氣袋中,然后將氣袋通過二通閥與充滿氮氣的培養(yǎng)瓶連通,通過針閥另一端連接的大注射器反復(fù)吹吸使氣體混勻,最后再抽出與初始注入氣袋同等體積的氣體使瓶內(nèi)氣壓平衡(表1),完成氣體置換和混勻后,取5mL氣體用GC(Agilent 7890B)測量初始氣體組分,然后將培養(yǎng)瓶放入35℃恒溫培養(yǎng)箱中進行培養(yǎng),隔24h從各瓶中取氣分析.待培養(yǎng)瓶氧氣濃度低于2%時重新?lián)Q氣并記為一周期,最后計算每個培養(yǎng)瓶的總甲烷氧化累積量,甲烷氧化累積量計算方法為每周期第1d每克土炭混合覆土消耗的甲烷質(zhì)量之和[19].

表1 基質(zhì)氣體濃度組分含量(%)

注:表中均為體積百分比.

1.4 微生物結(jié)構(gòu)分析

將批次實驗結(jié)束后處于群落相對穩(wěn)定階段的土取出,進行16SrRNA基因測序分析.具體分析過程為:DNA抽取和PCR擴增(PCR儀,ABI GeneAmp? 9700型),細菌擴增引物為338F(5’-ACTCCTACGG- GAGGCAGCAG-3’)和806R(5’-GGACTACHVGG- GTWTCTAAT-3’);引物擴增后由Illumina Miseq公司的Miseq PE300平臺進行測序.數(shù)據(jù)處理包括:對測序序列使用UPARSE軟件(通常在97%相似水平下的OUT)進行生物信息統(tǒng)計分析;使用UCHIME軟件剔除嵌合體得到OTU的代表序列;將所有優(yōu)化序列map至OTU代表序列并使用RDP分類器對每條序列進行物種分類注釋,默認比對Silva數(shù)據(jù)庫(SSU123),置信度閾值為0.7.

1.5 EPS組分測定

稱取10g樣品于50mL離心管中,加入0.9%氯化鈉溶液20mL震蕩過夜.將樣品管超聲10min后5000r/min離心10min,放入80℃水浴30min,取出后再離心20min,取上清液用0.45μm水系膜過濾后待測.提取后采用苯酚硫酸法對多糖含量進行測定,葡萄糖標準曲線為:=66.597+1.0848,2=0.996;采用牛血清蛋白試劑盒法測定蛋白質(zhì)含量,BSA標準曲線為:=0.0053+0.008,2=0.997.多糖和蛋白質(zhì)分別在490和562nm處測吸光度,與標準曲線對比,獲得樣品多糖和蛋白的濃度定量值.

2 結(jié)果與分析

2.1 微生物多樣性分析

2.1.1 不同基質(zhì)濃度對微生物的影響 物種豐富度(物種數(shù)量)和均勻度(物種相對豐度)是生物多樣性和生態(tài)穩(wěn)定性最重要的衡量標準[20].如表2所示,樣本覆蓋度全部在0.98以上,此測序結(jié)果中存在未被檢出的細菌概率極低,測序結(jié)果基本可以反映樣本真實情況.MO_1下細菌的豐富度明顯低于其他氣體條件,然而MO_1的總甲烷氧化量明顯比其他氣體條件下高(圖1).以FB_600S為例,其觀測到的細菌種類為604,是所有炭組中最低的,但該組的甲烷氧化累積量卻最高(11.65mg/g).這說明甲烷氧化相關(guān)菌群已成為優(yōu)勢菌群,一定程度上限制了其他菌類的生長,導(dǎo)致了總體上細菌種類豐富度顯著降低.甲烷氧化菌是在有氧條件下把甲烷作為單一碳源營養(yǎng)源的甲基營養(yǎng)微生物.在未經(jīng)鐵改性的炭組中,隨著甲烷濃度的降低,細菌多樣性指數(shù)成比例地增大,這說明富營養(yǎng)(CH4)環(huán)境向貧營養(yǎng)環(huán)境的轉(zhuǎn)變顯著增加了炭土中物種的多樣性[21],即基質(zhì)底物濃度的限制會提高微生物多樣性.與其他基質(zhì)濃度相比,MO_1的均勻度偏低,不利于群落生態(tài)穩(wěn)定.當群落組成極不平衡,即一個或幾個物種處于極端支配地位時,它們對環(huán)境壓力的抵抗力就會降低[22-23].

2.1.2 炭組間差異對微生物的影響 3種氣體基質(zhì)濃度下各炭組的韋恩圖(圖2)可以比較是否負載鐵鹽、不同燒制溫度、鐵鹽負載順序以及粒徑大小等多重炭制備因素在模擬不同覆土深度的氣體環(huán)境因素的交互下對微生物細菌菌群在屬水平上的相似差異性的影響.

表2 不同氣體組分下各生物炭組的細菌a多樣性參數(shù)

圖1 甲烷氧化累積量

每周期第1d之和

在MO_0.5氣體組分下,所有炭組存在256個相同的細菌屬,其中BF_400和BF_600存在315個相同的細菌屬,與其他炭組相比相同的菌種數(shù)量最低,而在MO_1和MO_2的條件下均是FB_600和FB_600S中的細菌相似性最低,說明在低碳源高氧濃度下炭的燒制溫度相較于其他炭制備因素造成的環(huán)境差異對微生物種類影響較大,而在碳源充足的兩種條件下粒徑大小似乎對微生物種類差異的形成影響更大.生物炭的燒制溫度越高,含氧官能團越少[24],而含氧官能團可以吸附截留更多的氮素[25],為微生物創(chuàng)造更富有營養(yǎng)的環(huán)境,從而有利于多種微生物的生長繁殖,因此BF_400比BF_600擁有更多的細菌種類,也解釋了其相對更高的豐富度(表2).經(jīng)BET分析顯示測出的比表面積大小排列順序為:FB_600L>FB_600>FB_600S,這與粒徑越小比表面積越大的認知相悖,可能與鐵鹽負載后改變了生物炭原本的熱解結(jié)構(gòu)有關(guān),生物炭的高比表面積有利于水分的保持,還可為土壤微生物提供更多生存繁殖空間[26],在MO_1和MO_2環(huán)境下,菌群的種類與比表面積的大小呈正相關(guān),這從側(cè)面印證了碳源充足情況下各組的微生物種類的差異性是由不同粒徑的木屑制備出的炭的比表面積差異所致.這些生物炭固有性質(zhì)所創(chuàng)造的表界面微環(huán)境差異均對微生物的生長有影響.

圖2 細菌種類屬水平韋恩圖

2.2 甲烷氧化能力與菌群豐度對比分析

甲烷氧化菌主要分為Ⅰ型甲烷氧化菌和Ⅱ型甲烷氧化菌.目前填埋場覆土層中常見的優(yōu)勢甲烷氧化菌屬主要有Ⅰ型和Ⅱ型[27].如圖3所示,MO_0.5中Ⅱ型甲烷氧化菌在600℃燒制溫度下豐度較高,其中BF_600和FB_600L高達80%以上,進一步印證了在低碳源高氧氣濃度下炭的燒制溫度所造成的環(huán)境差異對微生物影響較大.在MO_1中只存在Ⅰ型甲烷氧化菌,無Ⅱ型甲烷氧化菌.而在MO_2中,Ⅰ型甲烷氧化菌豐度比較高,在富鐵炭組中均存在Ⅱ型甲烷氧化菌,在對照組BC_400中未檢出,這說明鐵對的生長有促進作用,鐵可能參與了sMMO(一類不含亞鐵血紅素的含鐵酶)的合成[28].

圖3 Ⅰ型和Ⅱ型甲烷氧化菌豐度比(屬水平)

為進一步探究不同CH4和O2基質(zhì)濃度下進行甲烷氧化的主導(dǎo)甲烷氧化菌,將3種氣體條件下不同炭組的甲烷氧化累積量與Ⅰ型和Ⅱ型甲烷氧化菌豐度值進行統(tǒng)計學(xué)上的相關(guān)性分析,結(jié)果如圖4所示.

樣本顯著性分析表明,當<0.01時,樣本有線性相關(guān)性且非常顯著,當<0.05時,樣本有線性相關(guān)性較為顯著,在3種基質(zhì)濃度下均存在顯著的線性相關(guān),說明得到的結(jié)果不是偶然因素導(dǎo)致的,具有統(tǒng)計學(xué)意義.皮爾森相關(guān)系數(shù)可以體現(xiàn)相關(guān)程度的強弱,值介于-1到1之間,圖4中橢圓長軸斜率為正的部分>0,表明2個變量正相關(guān),顏色越深越窄代表2個變量間相關(guān)程度越緊密,而橢圓長軸斜率為負則代表負相關(guān)且顏色越深越窄相關(guān)程度越高.在MO_0.5和MO_2下,Ⅱ型甲烷氧化菌與累積甲烷氧化量呈正相關(guān)且具有很強的相關(guān)性(30.8),而在MO_1中則是Ⅰ型甲烷氧化菌顯示出很強的相關(guān)性.結(jié)果說明,在MO_0.5與MO_2條件下,Ⅰ型和Ⅱ型甲烷氧化菌同時存在但Ⅱ型甲烷氧化菌是消耗甲烷的主要微生物,而在MO_1下Ⅰ型甲烷氧化菌主導(dǎo)甲烷氧化,且不存在Ⅱ型甲烷氧化菌.

圖4 皮爾森相關(guān)性分析熱圖

*0.01<￡0.05,**0.001<￡0.01,***<0.001

出現(xiàn)以上差異的原因可能是因為2種類型的甲烷氧化菌對于填埋氣環(huán)境的不同適應(yīng)性.一般來說,Ⅰ型甲烷氧化菌在甲烷碳源和氧氣均充足的環(huán)境中更容易占據(jù)主導(dǎo)地位,而Ⅱ型氧化菌在低甲烷碳環(huán)境下存活的更好[29],這是由甲烷氧化菌中起氧化作用的關(guān)鍵酶甲烷單加氧化酶(MMO)的活性決定.Baani等[30]發(fā)現(xiàn)在Ⅱ型甲烷氧化菌株sp. strain SC2中存在可以表現(xiàn)不同甲烷氧化動力學(xué)的顆粒狀甲烷單加氧化酶(pMMO)的2種同工酶,1基因編碼的pMMO1酶在甲烷混合體積濃度大于6′10-4才具有較高的活性,而2基因編碼的pMMO2酶在低甲烷濃度下也能進行甲烷氧化.大多數(shù)Ⅱ型甲烷氧化菌表達2基因,但在Ⅰ型甲烷氧化菌中卻缺少這種基因,且Ⅰ型甲烷氧化菌在缺氧環(huán)境中更脆弱[31].因此在甲烷濃度較高且氧氣充足(MO_1)時,Ⅰ型甲烷氧化菌迅速占據(jù)主導(dǎo)地位進行高效甲烷氧化,而Ⅱ型菌在甲烷或氧氣濃度較低(MO_0.5/MO_2)時成為貢獻甲烷氧化累積量的主要微生物,即使在MO_2中Ⅱ型甲烷氧化菌的豐度遠遠低于Ⅰ型甲烷氧化菌.

2.3 富鐵環(huán)境下的胞外聚合物分析

圖5 不同炭組EPS組分

胞外聚合物(EPS)除了包含少量的核酸、脂類、腐殖質(zhì)和糖醛酸以外,主要是由多糖和蛋白質(zhì)構(gòu)成.EPS參與微生物細胞胞外電子傳遞,作為電子儲存中心,電子以電子跳躍的方式跨越EPS層加強細胞內(nèi)部與外部不溶性電子的傳遞過程[32].不同金屬離子對EPS的含量及組成成分的影響不同,Cu2+、Pb2+、Al3+等金屬離子低濃度添加會促進EPS的形成,高濃度則會產(chǎn)生抑制效果[33].從圖5可以看出,在MO_0.5中,蛋白質(zhì)和多糖分泌量較MO_1和MO_2高,且加入富鐵生物炭組比未改性生物炭組相比,蛋白質(zhì)和多糖含量有明顯的降低,但在MO_1和MO_2條件下,未改性生物炭組EPS含量較低,加入富鐵生物炭組比未改性生物炭組的蛋白質(zhì)和多糖都有明顯的升高.當處于碳源不充足的貧營養(yǎng)環(huán)境下,微生物會分泌大量的多糖和蛋白質(zhì)維持自身活性和穩(wěn)定性[34],加強對外界養(yǎng)分離子及電子的攝取.當加入富鐵生物炭后,鐵為環(huán)境中提供了更多可被吸收的電子,因此微生物不需要花費更多的能量分泌多糖和蛋白質(zhì)去捕獲電子,這可能是MO_0.5中多糖和蛋白質(zhì)含量相較于BC對照組減少的原因.而在碳源相對充足的MO_1和MO_2條件下,負載到生物炭上的微量鐵會促進EPS的產(chǎn)生,且多糖與蛋白質(zhì)變化趨勢基本一致.

在MO_2中,多糖/蛋白質(zhì)比值在加入富鐵生物炭組中出現(xiàn)了明顯的降低,主要表現(xiàn)為蛋白質(zhì)組分的大量增加和多糖少量減少.生物膜胞外蛋白的含量一定程度上可以說明生物膜活性強弱,在氧氣不充足的基質(zhì)條件下,微生物生物膜一方面受到富鐵生物炭作為電子供體的刺激生物膜活性增強并產(chǎn)生大量胞外蛋白,但又缺乏氧氣作為電子受體完成電子傳遞呼吸循環(huán),于是胞外蛋白中的胞外酶將胞外多聚物中的多糖脂類等大分子分解成為小分子供微生物吸收利用[35],導(dǎo)致多糖/蛋白質(zhì)比值驟減.

3 結(jié)論

3.1 環(huán)境中基質(zhì)底物濃度限制會提高微生物多樣性.微生物豐富度越低,均勻度越低,說明某類菌群(相關(guān)性分析表明本實驗為甲烷氧化菌)處于極端支配地位,該情況雖然使得生物炭改性覆土擁有更高效的甲烷氧化能力,但不利于微生物群落生態(tài)穩(wěn)定.相似差異性分析表明,低碳源高氧濃度下炭燒制溫度因素造成的環(huán)境差異對微生物種類影響較大,而在碳源充足的兩種基質(zhì)濃度下粒徑大小影響更大.

3.2 富鐵生物炭對的生長起明顯的促進作用,相關(guān)性分析證實了在碳源和氧氣均充足的情況下主要由Ⅰ型甲烷氧化菌消耗甲烷;而在甲烷或氧氣某一氣體組分相對不足的氣體濃度下,Ⅱ型甲烷氧化菌是消耗甲烷的主要微生物.

3.3 加入富鐵生物炭為環(huán)境中提供更多的可利用電子供體,且在缺乏氧氣電子受體時會促進胞外酶水解多糖等大分子物質(zhì)導(dǎo)致多糖和蛋白質(zhì)的比值減少.因此在甲烷濃度高氧氣濃度低的覆土條件下添加富鐵生物炭或可有效緩解EPS累積而導(dǎo)致的覆土層透氣性下降問題.

[1] Cubasch U, Wuebbles D, Chen D, et al. Introduction in: climate change 2013: The physical science basis. Contribution of working group I to the fifth assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change [M]. NY, USA: Cambridge University Press, 2013.

[2] EPA Inventory of U.S. Greenhouse gas emissions and sinks: 1990- 2018 [R]. Office of Atmospheric Programs, U.S.: Environmental Protection Agency (EPA Publication No.430-R-20-002). https://www. epa.gov/ghgemissions/inventory-us-greenhouse-gas-emissions-and- sinks-1990-2018.

[3] 姚光遠,何品晶,劉玉強,等.生活垃圾填埋場主要環(huán)境問題及污染控制標準修訂必要性初探 [J]. 環(huán)境衛(wèi)生工程, 2020,28(4):1-10.

Yao G Y, He P J, Liu Y Q, et al. Primary discussion on the main environmental problems and necessity of revising pollution control Standard of MSW landfill [J]. Environmental Sanitation Engineering, 2020,28(4):1-10.

[4] 蔡博峰,劉建國,倪 哲,等.中國垃圾填埋場甲烷減排關(guān)鍵技術(shù)的成本和潛力分析 [J]. 環(huán)境工程, 2015,33(11):110-114.

Cai B F, Liu J G, Ni Z, et al. Evaluation of cost and potential of methane mitigation technologies of landfills in China [J]. Environmental Engineering, 2015,33(11):110-114.

[5] 曹 麗,陳 娜,胡朝輝,等.垃圾填埋場:世界最大的生態(tài)修復(fù)案例——以武漢市金口垃圾填埋場為例 [J]. 城市管理與科技, 2016, 18(3):24-27.

Cao L, Chen N, Hu Z H, et al. Landfill: the largest case of ecological restoration in the world——Taking Wuhan Jinkou Landfill as an example [J]. Urban Environmental Management and Technology, 2016, 18(3):24-27.

[6] 李佳徽.生活垃圾異味氣體原位微生物降解及功能覆蓋層削減研究 [D]. 上海:上海交通大學(xué), 2019.

Li J H. In situ reduction of MSW odors by landfill functional covering layer based on screening of homologous microorganisms [J]. Shanghai: Shanghai Jiaotong University, 2019.

[7] Garg A, Achari G. A comprehensive numerical model simulating gas, heat and moisture transport in sanitary landfills and methane oxidation in final covers [J]. Environmental Modeling & Assessment, 2010,15 (5):397-410.

[8] 秦永麗,孫曉杰,王春蓮,等.生物炭填埋場土壤覆蓋層的甲烷減排性能和生物特征 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2021,41(1):254-262.

Qin Y L, Sun X J, Wang C L, et al. Methane emission reduction and biological characteristics induced by the landfill cover soil amended with biochar [J]. China Environmental Science, 2021,41(1):254-262.

[9] 周 鳳,許晨陽,金永亮,等.生物炭對土壤微生物C源代謝活性的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2017,37(11):4202-4211.

Zhou F, Xu C Y, Jin Y L, et al. Effect of biochar on metabolic activity of soil microbial carbon [J]. China Environmental Science, 2017,37 (11):4202-4211.

[10] 蔡博峰,朱松麗,于勝民,等.《IPCC 2006年國家溫室氣體清單指南2019修訂版》解讀 [J]. 環(huán)境工程, 2019,37(8):1-11.

Cai B F, Zhu S L, Yu S M, et al. The Interpretation of 2019 refinement to the 2006IPCC guidelines for national greenhouse gas inventory [J]. Environmental Engineering, 2019,37(8):1-11.

[11] 安 青,陳德珍,欽 佩,等.生物炭活化技術(shù)及生物炭催化劑的研究進展 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2021,41(10):4720-4735.

An Q, Chen D Z, Qin P, et al. Research progress of biochar activation technology and biochar catalyst [J]. China Environmental Science, 2021,41(10):4720-4735.

[12] Lyu H, Tang J, Cui M, et al. Biochar/iron(BC/Fe)composites for soil and groundwater remediation:Synthesis, applications, and mechanisms [J]. Chemosphere, 2020,246:125609.

[13] Huang D D, Bai X Y, Wang Q, et al. Validation and optimization of key biochar properties through iron modification for improving the methane oxidation capacity of landfill cover soil [J]. Science of the Total Environment, 2021,793:148551.

[14] Zhou X, Chen Z, Li Z, et al. Impacts of aeration and biochar addition on extracellular polymeric substances and microbial communities in constructed wetlands for low C/N wastewater treatment: Implications for clogging [J]. Chemical Engineering Journal, 2020,396:125349.

[15] Shi L, Squier T C, Zachara J M, et al. Respiration of metal (hydr)oxides by Shewanella and Geobacter: a key role for multihaem C-type cytochromes [J]. Molecular Microbiology, 2007,65(1):12-20.

[16] Wang J, Xie Z, Wang Y, et al. Synergy between indigenous bacteria and extracellular electron shuttles enhances transformation and mobilization of Fe(III)/As(V) [J]. Science of the Total Environment, 2021,783:147002.

[17] Yang Y, Xu M, Guo J, et al. Bacterial extracellular electron transfer in bioelectrochemical systems [J]. Process Biochemistry, 2012,47(12): 1707-1714.

[18] Sun M, Yang Z, Fu S, et al. Improved methane removal in exhaust gas from biogas upgrading process using immobilized methane-oxidizing bacteria [J]. Bioresource Technology, 2018,256:201-207.

[19] Huang D, Yang L, Ko J H, et al. Comparison of the methane-oxidizing capacity of landfill cover soil amended with biochar produced using different pyrolysis temperatures [J]. Science of the Total Environment, 2019,693:133594.

[20] Lu L, Xing D, Ren N. Pyrosequencing reveals highly diverse microbial communities in microbial electrolysis cells involved in enhanced H2production from waste activated sludge [J]. Water Research, 2012,46(7):2425-2434.

[21] Lee T K, Van Doan T, Yoo K, et al. Discovery of commonly existing anode biofilm microbes in two different wastewater treatment MFCs using FLX Titanium pyrosequencing [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2010,87(6):2335-2343.

[22] Lieven W, Massimo M, Lieven C, et al. Initial community evenness favours functionality under selective stress [J]. Nature, 2009,458:623-626.

[23] Ehsani E, Hernandez-Sanabria E, Kerckhof F-M, et al. Initial evenness determines diversity and cell density dynamics in synthetic microbial ecosystems [J]. Scientific Reports, 2018,8:340.

[24] Tang J, Lv H, Gong Y, et al. Preparation and characterization of a novel graphene/biochar composite for aqueous phenanthrene and mercury removal [J]. Bioresource Technology, 2015,196:355-363.

[25] Yuan D, Yuan H, He X, et al. Identification and verification of key functional groups of biochar influencing soil N2O emission [J]. Biology and Fertility of Soils, 2021,57(4):447-456.

[26] 丁文川,曾曉嵐,王永芳, 等.生物炭載體的表面特征和掛膜性能研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2011,31(9):1451-1455.

Ding W C, Zeng X L, Wang Y F, et al. Characteristics and performances of biofilm carrier prepared from agro-based biochar [J]. China Environmental Science, 2011,31(9):1451-1455.

[27] 梅 娟,趙由才.填埋場甲烷生物氧化過程及甲烷氧化菌的研究進展 [J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2014,33(9):2567-2573.

Mei J, Zhao Y C. Research progress on methane bio-oxidation process and methanotrophs in landfill [J]. Chinese Journal of Ecology, 2014, 33(9):1451-1455.

[28] 蘇 瑤,孔嬌艷,張 萱,等.甲烷氧化過程中銅的作用研究進展 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2014,25(4):1221-1230.

Su Y, Kong J Y, Zhang X, et al. Copper in methane oxidation: A review [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2014,25(4):1221-1230.

[29] He R, Su Y, Leewis M C, et al. Low O2level enhances CH4-derived carbon flow into microbial communities in landfill cover soils [J]. Environmental Pollution, 2020,258:113676.

[30] Baani M, Liesack W. Two Isozymes of particulate methane monooxygenase with different methane oxidation kinetics are found in methylocystis sp. Strain SC2 [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2008,105(29): 10203-10208.

[31] Wei X M, Su Y, Zhang H T, et al. Responses of methanotrophic activity, community and EPS production to CH4and O2concentrations in waste biocover soils [J]. Waste Management, 2015,42:118-127.

[32] Xiao Y, Zhang E, Zhang J. Extracellular polymeric substances are transient media for microbial extracellular electron transfer [J]. Science Advances, 2017,3(7):e1700623.

[33] 薛含含,田峪萍,曾智鑫,等.胞外聚合物(EPS)的檢測及受金屬離子脅迫作用的研究進展 [J]. 曲阜師范大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2020, 46(3):109-113.

Xue H H, Tian Y P, Zeng Z X, et al. Research progress in detection and metal ion stress of extracellular polymer substances (EPS) [J]. Journal of Qufu Normal University, 2020,46(3):109-113.

[34] Wilshusen J H, Hettiaratchi J P, De Visscher A, et al. Methane oxidation and formation of EPS in compost: Effect of oxygen concentration [J]. Environment Pollution, 2004,129(2):305-314.

[35] 胡學(xué)偉,李 姝,榮 燁,等.Cu2+對生物膜及其胞外聚合物的影響 [J]. 化工學(xué)報, 2014,65(3):1062-1067.

Hu X W, Li S, Rong Y, et al. Effect of Cu2+on biofilm and extracellular polymeric substance [J]. CIESC Journal, 2014,65(3): 1062-1067.

The effect of iron-rich biochar on microorganisms dominated by methanotrophs in landfill cover.

BAI Xin-yue, CHEN Yu-ke, HUANG Dan-dan, XU Qi-yong*

(School of Environment and Energy, Shenzhen Graduate School, Peking University, Shenzhen 518055, China)., 2022,42(2)：787～793

To further clarify the relationship between methanotrophs and its environment in landfill cover soils, the impact of environmental differences caused by different substrate concentrations and biochar groups on microorganisms were investigated by comparing the two important microbial activities, including methane oxidation and EPS generation. Substrate concentrations had the greatest impact on microbial diversity and population differences. With sufficient carbon source and oxygen, the amount of methane oxidation was mainly contributed by type I methanotrophs; otherwise, type Ⅱ methanotrophs dominated. Under high methane and low oxygen conditions, adding iron-rich biochar may effectively alleviate EPS blockage and facilitate the growth of.

iron-rich biochar；landfill cover soil；methanotroph；adaptive response；EPS

X705

A

1000-6923(2022)02-0787-07

白新月(1997-),女,內(nèi)蒙古霍林郭勒人,北京大學(xué)深圳研究生院碩士研究生,主要從事固體廢棄物資源化處理研究.

2021-06-29

國家重點研發(fā)項目(2018YFC1902903);深圳市科技計劃((JCYJ20190806145607372)

* 責(zé)任作者, 副教授, qiyongxu@pkusz.edu.cn