鐵改性生物炭對水稻土中砷/鐵還原的影響

何璇，錢子妍，吳川，崔夢倩，薛生國

（中南大學(xué)冶金與環(huán)境學(xué)院，長沙 410083）

砷（As）是自然界中廣泛存在的有毒類金屬元素，對動植物的生長、代謝和發(fā)育具有強烈的危害作用。國際癌癥組織將As 定義為一組已知的人類致癌物，全球有數(shù)百萬人遭受慢性As中毒的威脅。水稻作為人類最主要的糧食作物，由于其通常種植在淹水條件的土壤中，同其他糧食作物相比，它對As的吸收轉(zhuǎn)運與累積能力更強。然而，由于使用受As污染的地下水進行灌溉或在水稻種植區(qū)周圍開展采礦活動，世界各地水稻土As 污染環(huán)境問題日趨嚴重。水稻土中的As 包括無機As 和有機As，無機As的毒性和生物有效性均高于有機As。

厭氧條件下，環(huán)境中的As、Fe 具有高度的相關(guān)性。Fe（Ⅱ）/Fe（Ⅲ）是土壤中活躍的電子供體/受體，其生物氧化還原反應(yīng)很大程度上與As 的遷移轉(zhuǎn)化相關(guān)聯(lián)。環(huán)境中存在大量的Fe 循環(huán)微生物，異化Fe還原菌在還原溶解Fe（Ⅲ）礦物的同時會促進吸附于礦物表面的As 的釋放，而Fe 氧化菌介導(dǎo)的二次礦化過程又能通過再吸附或共沉淀的方式固定As。不同微生物介導(dǎo)的As、Fe 轉(zhuǎn)化機制不盡相同，故而環(huán)境中微生物群落多樣性通常是影響As、Fe的遷移轉(zhuǎn)化的重要因素。土壤中含有大量溶解性有機質(zhì)（DOM），溶解性有機碳（DOC）是DOM 的重要組成部分。DOC 中存在的大量氨基酸小分子物質(zhì)，不僅可以作為直接碳源參與微生物介導(dǎo)的氧化還原過程，還能與金屬氧化物發(fā)生絡(luò)合作用。因此，DOC 在As、Fe遷移轉(zhuǎn)化過程中可能扮演著關(guān)鍵角色。腐殖質(zhì)中存在著大量醌類基團使其具有高度活躍的電化學(xué)特性，能夠作為電子穿梭體耦聯(lián)微生物的胞外電子傳遞，積極地參與金屬的氧化還原過程。含醌/半醌基團結(jié)構(gòu)物質(zhì)具有介導(dǎo)重金屬還原的作用，如蒽醌-2，6-二磺酸鹽（AQDS），是公認的氧化還原活性單位，常被選為模式醌類電子中介體來介導(dǎo)微生物的電子穿梭過程。WU 等在生物炭作為電子穿梭體對水鐵礦還原及As 轉(zhuǎn)化的影響研究中，選用AQDS 作為對照處理。安文慧等在生物炭對含As（Ⅲ）水鐵礦還原過程中As形態(tài)及礦物轉(zhuǎn)化的影響研究中，同樣探索了AQDS對含As（Ⅲ）水鐵礦化學(xué)還原和異化還原的影響。研究報道，AQDS 能夠顯著增強微生物、礦物及吸附固定于礦物表面的As、Cr等重金屬間的電子傳遞作用，促進重金屬的還原釋放。

生物炭是一種具有高比表面積和豐富官能團的多孔介質(zhì)，在保持土壤肥力、固碳、去除金屬污染物等方面發(fā)揮著重要作用。除了溶解態(tài)的含醌/半醌基團結(jié)構(gòu)物質(zhì)AQDS 之外，生物炭作為具有醌類基團的固態(tài)電子中介體也能積極參與環(huán)境中許多生物和非生物過程的氧化還原反應(yīng)，提高厭氧環(huán)境中微生物還原 Fe 氧化物的能力。Fe 氧化物在土壤膠體中占有重要比重，因其具有較大比表面積和較多活性吸附位點，可以與重金屬離子發(fā)生吸附-共沉淀過程，其反應(yīng)機制為Fe 氧化物表面的特定官能團與重金屬離子發(fā)生絡(luò)合作用，從而形成絡(luò)合物并逐漸沉淀。先前的研究表明，通過結(jié)合含F(xiàn)e物質(zhì)優(yōu)良的固As 性能與生物炭的高比表面積與電子傳遞的特點，制備成鐵改性生物炭，能夠有效降低土壤中As的生物有效性，從而減少As 在水稻中的富集。然而，鐵改性生物炭調(diào)控土壤As、Fe形態(tài)轉(zhuǎn)化的機制尚不明確。因此，本研究選取生物炭、鐵改性生物炭和AQDS 3種外源材料，從DOC、微生物群落結(jié)構(gòu)角度出發(fā)，研究其對水稻土中As、Fe 形態(tài)轉(zhuǎn)化過程的影響，擬為土壤As污染問題提供一定的理論支撐。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤采自湖南某礦區(qū)周邊As 污染水稻土，取樣深度約為0~20 cm，土壤樣品置于自然條件下風(fēng)干，研磨后過10 目篩備用。再取部分土壤過100 目篩，土壤基本理化性質(zhì)根據(jù)《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》測得：pH 為7.20，有機質(zhì)、有效鉀、有效氮含量分別為3.30、47.13、0.75 g·kg，土壤中Fe、Al、Mn、As 含量依次為41.84、64.32、2.10、140.9 mg·kg，其中土壤As 含量超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準》（GB 15618—2018）中的風(fēng)險篩選值（30.0 mg·kg）。

1.2 生物炭與鐵改性生物炭的制備

1.2.1 生物炭的制備

制備生物炭的水稻秸稈選自長沙望城區(qū)的水稻種植區(qū)。使用去離子水多次清洗以去除水稻秸稈表面殘留物，自然條件下風(fēng)干，研磨后過100 目篩，置于300 ℃的馬弗爐（SX2-5-12，長沙遠東熱電有限公司，中國）中炭化1 h（以17 ℃·min升溫）。蒸餾水洗至中性，70~80 ℃烘干，貯存?zhèn)溆谩?/p>

1.2.2 鐵改性生物炭的制備

取10 g 上述制備的生物炭放入100 mL 濃度為0.750 mol·L的 FeSO·7HO（20.85 g）溶液中，將30%HO（3.860 mL）以0.40 mL·min的滴加速度緩慢加入，以保持（FeSO·7HO）∶（HO）=1∶0.5，最后，將混合溶液置于磁力攪拌器，30 ℃條件下攪拌24 h，過濾、烘干備用。

1.3 實驗設(shè)計

土壤樣品的批次實驗在真空厭氧箱中進行，稱取4.0 g 土壤樣品置于血清瓶中，加入不同材料，充氮氣5 min，排除瓶中氧氣以營造厭氧環(huán)境，加橡膠塞并用鋁蓋密封，置于30 ℃恒溫培養(yǎng)箱中?；谇叭搜芯可锾俊㈣F改性生物炭和AQDS 對As 形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響結(jié)果，試驗處理如下：對照（CK），4.0 g 土壤；生物炭（CS），0.120 g 生物炭和4.0 g 土壤；鐵改性生物炭（CFS），0.120 g 鐵改性生物炭和 4.0 g 土壤；AQDS（AS），12 mL AQDS（將 AQDS 溶于 NaAc 溶液中，最終濃度為 0.050 mmol·L）和 4.0 g 土壤。上述樣品均包括12.0 mL 乙酸鈉（NaAc）。每組處理中不同樣品設(shè)置3個平行樣。采集1、7、11、20、27、35、42、49 d 的樣品，測定總鐵Fe（T）和二價鐵Fe（Ⅱ）濃度、總砷As（T）和三價砷As（Ⅲ）濃度及DOC 含量變化，選取培養(yǎng)49 d后的樣品，借助熒光分光光度計觀察液相層中DOC 變化，分析體系中生物炭、鐵改性生物炭和AQDS 對As、Fe 形態(tài)轉(zhuǎn)化以及水稻土中微生物群落結(jié)構(gòu)的影響。

1.4 測定方法

1.4.1 As、Fe濃度的測定

用針式注射器抽取血清瓶內(nèi)一定體積的上清液，過0.450 μm 濾膜后備用。Fe（T）和Fe（Ⅱ）濃度采用鄰菲羅啉分光光度計比色法測定。As（T）和As（Ⅲ）濃度分別采用氫化物-原子熒光儀（HG-AFS，AFS-8230，北京吉天儀器有限公司，中國）和高效液相色譜-原子熒光光譜聯(lián)用光譜儀（HLCP-HG-AFS，Shimadzu LC-15C，蘇州儀器有限公司，中國；HGAFS，AFS-8230，北京吉天儀器有限公司，中國）進行測定，每組重復(fù)3次。

1.4.2 DOC含量的測定

采用0.45 μm 濾膜過濾待測液，滴加少量硝酸，采用總有機碳儀（TOC-5000A，Shimadzu，日本）測定溶液中DOC 含量。采用熒光分光光度計（F-4600,Hitachi,日本）測定三維熒光光譜，對樣品溶液的DOC進行表征，掃描的波長范圍為Ex：200~400 nm，Em：250~550 nm，PMT 電壓為 400 V，掃描速度為 12 000 nm·min。

1.4.3 微生物群落結(jié)構(gòu)的測定

采用16s rRNA 基因測序?qū)嶒炛? 組樣品進行分析。樣品中微生物群落DNA 采用土壤快速DNA Spin 試劑盒（MP Biochemical，美國）進行提取，使用Nano Drop 2000 測定 DNA 濃度和純度。采用通用引物515F（5'-GTGCCAGCMGCCGCGG-3'）和806R（5'-GGACTACVSGGGTATCTAAT-3'）對16S rRNA的V4區(qū)進行擴增，擴增條件為：95 ℃預(yù)變性3 min，27個循環(huán)（95 ℃，變性30 s；55 ℃，退火30 s；72 ℃，延伸45 s），最后 72 ℃穩(wěn)定延伸10 min。將同一樣本的PCR 產(chǎn)物混合后使用2%瓊脂糖凝膠回收PCR 產(chǎn)物，利用 AxyPrep DNA Gel Extraction Kit（Axygen Biosci?ences,Union City，CA，美國）進行回收產(chǎn)物純化，2%瓊脂糖凝膠電泳檢測，并用Quantus? Fluorometer（Pro?mega,美國）對回收產(chǎn)物進行檢測定量。純化合格后應(yīng)用Illumina HiSeq系統(tǒng)，在上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司基因組平臺上進行高通量測序。

1.4.4 數(shù)據(jù)處理

使用Excel 2010和SPSS 13.0進行數(shù)據(jù)分析，借助MEV 分析微生物群落結(jié)構(gòu)聚類，采用Origin 9.0 繪制圖表。

2 結(jié)果與討論

2.1 鐵改性生物炭對水稻土中As還原的影響

As（T）和 As（Ⅲ）的濃度變化曲線如圖 1 所示。隨著培養(yǎng)時間的增加，CK、CS、CFS 和 AS 處理組上清液中As（T）基本呈逐漸增加趨勢，其中生物炭處理中土壤溶液As（T）濃度最高，其次是AQDS、對照土壤，最低的是鐵改性生物炭處理。培養(yǎng)至49 d時，各處理As（T）濃度由高到低依次為409.8、383.5、318.4 μg·L和139.6 μg·L。這說明外源材料的添加對 As 釋放的影響在整個過程中占據(jù)主導(dǎo)地位。鐵改性生物炭處理中As（T）濃度明顯低于其他處理，表明鐵改性生物炭會對As 產(chǎn)生鈍化作用，降低As 的活性，減少體系中As 的還原釋放。前期研究表明，生物炭和鐵改性生物炭的比表面積分別為4.490、4.440 m·g，鐵改性生物炭表面較生物炭相比更為粗糙，且出現(xiàn)了黃鉀鐵礬[KFe（SO）（OH）]的礦物峰。本研究中生物炭和鐵改性生物炭處理組中As（T）濃度呈現(xiàn)先升高再降低的趨勢，原因可能是隨著培養(yǎng)時間的延長，鐵改性生物炭中存在的黃鉀鐵礬逐漸通過吸附作用降低As的濃度，對As產(chǎn)生鈍化效果。

圖1 不同處理土壤釋放的As（T）和As（Ⅲ）濃度Figure 1 The soluble As（T）and As（Ⅲ）contents released from the soil

As（Ⅲ）濃度與As（T）的變化趨勢一致，隨著培養(yǎng)時間的延長，As（Ⅲ）濃度逐漸增加，培養(yǎng)至49 d 時，CS、AS、CK、CFS 處理組中As（Ⅲ）濃度分別為383.6、335.7、296.9 μg·L和109.7 μg·L。這說明生物炭和AQDS 均能促進As（Ⅲ）的還原釋放，且生物炭促進As（Ⅲ）釋放的能力優(yōu)于AQDS。在本實驗中，AQDS表現(xiàn)出較強的電子介導(dǎo)作用，能促進As 的還原，與CHEN 等的研究結(jié)果一致，即低濃度（0.050 mmol·L）的AQDS 作為電子穿梭體可以介導(dǎo)As（Ⅴ）還原。生物炭、AQDS 的電子穿梭功能促進了電子在細菌與As、Fe 之間的轉(zhuǎn)移，對As 的還原起到促進作用，這與之前的許多研究一致。由于鐵改性生物炭具有高比表面積、電子傳遞作用和優(yōu)良固As 性能，能很好吸附被還原釋放出的As（Ⅲ），故CFS 處理組中As（Ⅲ）濃度低于其他處理組。體系中As 的價態(tài)以As（Ⅲ）為主，一方面可能是As/Fe 還原微生物在其中起到重要作用，添加的外源物質(zhì)NaAc 既可以為微生物提供生長所需的營養(yǎng)物質(zhì)，保證微生物的活性，又能為As（Ⅴ）的還原提供電子供體，從而影響As 的還原。另一方面還原態(tài)As 的出現(xiàn)是因為生物炭、AQDS 和鐵改性生物炭結(jié)構(gòu)本身具有大量醌類基團，也會對 As產(chǎn)生一定的還原作用。

2.2 鐵改性生物炭對水稻土中Fe還原的影響

圖2 反映的是Fe（T）和Fe（Ⅱ）濃度的變化趨勢，F(xiàn)e（T）和Fe（Ⅱ）濃度均隨培養(yǎng)時間的增加而增加，與As（T）和As（Ⅲ）濃度變化趨勢一致。土壤溶液中的As主要以As（Ⅴ）的形式與Fe（氫）氧化物發(fā)生吸附和共沉淀作用，在生物/非生物的還原作用下，F(xiàn)e礦物發(fā)生還原溶解，使得原本固定在礦物表面的As（Ⅴ）也隨之還原，并釋放出As（Ⅲ），因而，As、Fe濃度變化呈現(xiàn)高度的一致性。眾多學(xué)者研究表明異化Fe 還原過程會耦合As 的還原釋放，這與本研究結(jié)果一致。前期研究結(jié)果表明，鐵改性生物炭中O/C 和（O+N）/C 的比值均高于生物炭。因此，在本研究中，生物炭和鐵改性生物炭對As、Fe 還原的影響存在一定差異，原因可能是鐵改性生物炭與生物炭相比，其表面極性官能團更多，更具有親水性。培養(yǎng)至49 d時，不同處理組Fe（T）和Fe（Ⅱ）濃度依次為CFS>AS>CS>CK，F(xiàn)e（T）濃度依次為 206.0、190.8、150.6、91.71 mg·L，F(xiàn)e（Ⅱ）濃度依次為166.3、155.1、123.8、72.43 mg·L。生物炭、鐵改性生物炭和AQDS 對 Fe 具有不同的還原效果，這主要是由材料本身的比表面積及電子傳遞性能方面存在的差異引起的，這些外源材料可能在異化Fe 還原過程中充當(dāng)電子中介體的角色，并影響底物DOC 組成，從而進一步影響Fe 還原過程。

圖2 不同處理土壤釋放的Fe（T）和Fe（Ⅱ）濃度Figure 2 The soluble Fe（T）and Fe（Ⅱ）contents released from the soil

由于AQDS 中存在大量醌類結(jié)構(gòu)，能夠充當(dāng)一種純電子穿梭體來介導(dǎo)Fe的還原，而生物炭作為帶有醌類基團的固態(tài)電子中介體，利用自身的多孔性及高比表面積吸附環(huán)境中的金屬，故生物炭處理組中Fe（T）和Fe（Ⅱ）濃度均低于AQDS 處理組，安文慧等的實驗結(jié)果也驗證了此觀點。鐵改性生物炭處理的土壤溶液中的Fe（T）和Fe（Ⅱ）濃度最高，一方面是材料本身存在的Fe 會逐漸釋放到體系中，導(dǎo)致體系中的Fe濃度增加；另一方面，鐵改性生物炭同時具備含F(xiàn)e 物質(zhì)和生物炭的優(yōu)良特性，表面存在大量醌類和吩嗪類基團，具有較強的氧化還原能力，不僅可以作為電子供體和電子受體，還能充當(dāng)電子穿梭體，促進微生物-腐殖質(zhì)-土壤之間的電子傳遞。體系中的Fe 主要以Fe（Ⅱ）形態(tài)存在，其原因是生物炭、鐵改性生物炭和AQDS 能促進更多的電子被電子受體Fe（Ⅲ）接受，從而發(fā)生還原反應(yīng)，并生成Fe（Ⅱ）。此外，各處理添加的NaAc 不僅為Fe 的非生物還原提供電子供體，也能促進土壤微生物的代謝活性并改變微生物群落結(jié)構(gòu)，從而可能促進Fe 的生物還原。有研究報道，向鈾元素污染的地下水中注入1~3 mmol·LNaAc 有利于sp 等鐵還原微生物的富集，這也證實本研究中NaAc的作用。

2.3 鐵改性生物炭介導(dǎo)下DOC對水稻土中As/Fe還原的影響

生物炭、鐵改性生物炭和AQDS促進土壤中As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）的還原，這一過程主要是在生物炭、鐵改性生物炭和AQDS 的作用下，更多的電子被電子受體As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）接受，從而發(fā)生還原反應(yīng)生成As（Ⅲ）/Fe（Ⅱ）。氧化反應(yīng)與還原反應(yīng)必然同時進行，因此非常有必要探討電子供體失去電子，發(fā)生氧化反應(yīng)的過程。電子供體失電子的過程更多來源于大分子的DOC 被氧化分解成小分子化合物，此外，鐵改性生物炭的介導(dǎo)作用很大程度上是在有微生物的作用下完成的，所以鐵改性生物炭對微生物群落結(jié)構(gòu)的改變也是影響土壤中As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）還原的重要因素之一。在整個培養(yǎng)周期內(nèi)，體系中DOC 呈現(xiàn)穩(wěn)定的下降趨勢（圖3）。對照組、生物炭、鐵改性生物炭、AQDS 處理中的DOC 含量的變化范圍為384.3~806.8、344.7~800.8、350.0~782.8、433.8~933.3 mg·L，分別下降了52.37%、56.96%、55.29%和53.52%，各處理間存在顯著差異（<0.05）。由此可見，生物炭、鐵改性生物炭、AQDS 等外源材料的添加，在一定程度上能降低體系中的DOC 含量。值得注意的是，在添加生物炭和鐵改性生物炭的培養(yǎng)體系中，剩余的DOC 反而更低，說明生物炭和鐵改性生物炭處理后會有更多的DOC 會以電子供體的形式被氧化分解。生物炭和鐵改性生物炭可以充當(dāng)微生物和不溶性電子受體之間的電子穿梭體，增加As/Fe 還原菌的豐度，從而促進DOC的分解利用。

圖3 不同處理上清液中DOC濃度Figure 3 The DOC contents of liquid layer among different treatments

選取經(jīng)過49 d培養(yǎng)后的樣品，用三維熒光光譜儀觀察液相層中DOC 的變化，進一步分析DOC 的化學(xué)特性。如圖4所示，A 區(qū)代表有機質(zhì)的類蛋白，B 區(qū)代表富里酸，C區(qū)代表可溶性微生物代謝產(chǎn)物，D區(qū)代表腐植酸，通過其熒光圖譜信號峰強度來判斷幾種特征化合物在 DOC 中的豐度。CS、CFS、AS 處理組的 B 和D 區(qū)域熒光峰強度顯著高于對照土壤。這是由于外源材料的添加促進了固相層中微生物的生長代謝，促使其中的陸源性及外源性有機質(zhì)分解并進入液相層中。其中，生物炭和鐵改性生物炭兩個處理效果明顯優(yōu)于AQDS處理，熒光峰更明顯，原因是AQDS會對熒光產(chǎn)生一定淬滅現(xiàn)象。CHEN 等的研究表明，乙酸鈉和外源電子穿梭體物質(zhì)的添加能夠顯著增加固相介質(zhì)中三維熒光光譜的A、C區(qū)的熒光信號，標(biāo)志著微生物代謝活性的增強。而在本研究中，液相層中A 和C 區(qū)域的熒光信號變化并不明顯，推測可能是因為微生物主要附著在溶液中的固相介質(zhì)上，其代謝副產(chǎn)物較少釋放到液相層中。

圖4 第49 d樣品液相層中DOC的三維熒光光譜圖Figure 4 The EEM fluorescence spectra of DOC in the liquid layer in 49th day treatments

生物炭、鐵改性生物炭和AQDS 等外源物質(zhì)作為電子穿梭體能促進微生物與DOC 間的電子傳遞，促進液相層中有機質(zhì)的腐殖化，從而導(dǎo)致腐植酸和富里酸的增多。生物炭和鐵改性生物炭處理中腐植酸和富里酸的熒光峰更明顯，因而，在微生物作用下，這兩個處理的土壤中會有更多的有機質(zhì)轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)。研究表明，腐殖質(zhì)具有重要的電子中介體官能團——醌基及半醌基團，在接近中性的環(huán)境中，能充當(dāng)電子穿梭體促進金屬元素的還原過程。這一定程度上也說明生物炭和鐵改性生物炭的介導(dǎo)作用可能還存在另一種影響機制，即通過強化腐殖化程度并利用腐殖質(zhì)作為電子中介體來調(diào)控As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）的還原。

2.4 鐵改性生物炭對水稻土中微生物群落結(jié)構(gòu)的影響

從微生物群落結(jié)構(gòu)的Venn 圖（圖5）中可以看出，CK、CS、CFS 和 AS 處理的 OTU 數(shù)目分別為 868、1 105、1 155 和 1 066。CS、CFS、AS 處理組的 OTU 數(shù)目均顯著高于CK 組，分別增加了237、287、198，說明添加外源物質(zhì)的3 個體系中的微生物較土壤相對豐富，其中鐵改性生物炭處理效果最好。4 組處理間共有OTU 數(shù)目為508，代表體系中共有的微生物，而獨有的OTU 數(shù)目分別為86、136、137、195，可以看出外源物質(zhì)的添加在不同程度上促進微生物數(shù)量的增長，使微生物群落結(jié)構(gòu)呈現(xiàn)一定差異。

圖5 微生物群落OTU水平的Venn圖Figure 5 The Venn diagram of bacterial 16S rRNA gene at OTU level

在門水平上檢測細菌16S rRNA 基因的相對豐度，以確定微生物群落的組成。如圖6 所示，在對照組中，變形菌門（Proteobacteria）、厚壁菌門（Fir?micutes）、放線菌門（Actinobacteria）和綠彎菌門（Chlo?roflexi）是優(yōu)勢菌群，相對豐度依次為32.19%、16.92%、12.97%和12.61%。在生物炭處理中，優(yōu)勢菌群為變形菌門、綠彎菌門、厚壁菌門和放線菌門，相對豐度分別為23.64%、17.62%、16.32%和12.09%。鐵改性生物炭處理中，優(yōu)勢菌群為綠彎菌門、變形菌門、厚壁菌門和放線菌門，相對豐度分別為30.70%、24.61%、17.89%和9.11%。AQDS 處理中，變形菌門、綠彎菌門，厚壁菌門和放線菌門相對豐度較高，分別為32.19%、15.85%、15.47%和14.59%。

圖6 微生物群落門結(jié)構(gòu)的分布水平Figure 6 Relative abundance of bacterial 16S rRNA gene at phylum level

由相對豐度數(shù)據(jù)可以看出，4 組處理之間的優(yōu)勢種群有所差異，但均含有變形菌門、厚壁菌門、放線菌門和綠彎菌門等相對豐度較高的優(yōu)勢物種，約占細菌總量的70.0%。外源材料的添加在提高一部分微生物相對豐度的同時，也會對剩余微生物產(chǎn)生一定抑制作用。生物炭和鐵改性生物炭處理中的變形菌門相對豐度有所下降，原因是變形菌門中存在一些鐵氧化菌，而鐵氧化菌在一定程度上會抑制As/Fe 的還原過程，這也與2.2 中的Fe 還原數(shù)據(jù)一致，這兩組處理能顯著促進Fe 的還原過程。厚壁菌門在不同處理間變化較小，說明其生長環(huán)境較適宜，具有一定的穩(wěn)定性。鐵改性生物炭處理中的放線菌門豐度低于其他處理，原因是放線菌門更趨向于酸性環(huán)境中生長，而鐵改性生物炭的加入在一定程度上會增加土壤pH值，從而降低放線菌門豐度。鐵改性生物炭處理組中，綠彎菌門相對豐度顯著增加，原因在于其中含有和等鐵還原菌，能夠促進 As/Fe 的還原。QIAO 等的研究表明，這些微生物對重金屬污染土壤中As、Fe 的還原具有一定促進作用。

根據(jù)4 組處理的物種信息繪制成熱點聚類圖（圖7），主要包含物種及處理兩個方面。選取物種豐度排名前35 的屬進行聚類整合。圖示上方聚類樹是處理聚類樹，左側(cè)是物種聚類樹。可以將其分為兩組，第一組為CK 與AS 處理組，第二組為CS 與CFS 處理組，兩組內(nèi)的優(yōu)勢種群親緣關(guān)系的分支較為接近，而組間差異性較大，說明優(yōu)勢物種在不同處理之間有所不同。是CK 與AS 處理組中豐度最高的屬，而在CS 與CFS 處理組中豐度較低，CS 處理組中豐度最高，CFS 中豐度最高。雖然4 組處理中均存在一些相同的屬，但它們的豐度有所差別。CK 中、、為優(yōu)勢種群。AQDS 中、、較為豐富。CS 中、較為豐富。CFS 中、為優(yōu)勢種群。其他種群之間差異較小，說明微生物群落在一定程度上處于相對穩(wěn)定的狀態(tài)。

圖7 微生物群落屬結(jié)構(gòu)的聚類熱圖Figure 7 The heat map of bacterial 16S rRNA gene at genus level

是一種具有As/Fe 還原功能的微生物，該菌的功能基因具有As 呼吸還原的功能，功能基因則在解毒機制過程中發(fā)揮作用，參與As 的生物地球化學(xué)過程，也在Fe 的還原過程中通 過 Fe 螯合物傳遞電子完成 Fe 的還原過程。DAI 等的研究表明，在江漢平原地區(qū)水稻土中，在Fe 的還原與As 的釋放過程中扮演重要作用。QIAO 等的研究表明，生物炭的加入會增加、、等 As/Fe還原菌的豐度。CHEN 等的研究發(fā)現(xiàn)，、、和受 生 物 炭影響顯著，廣泛分布于許多金屬還原環(huán)境。本研究中鐵改性生物炭處理組與其他處理相比，As/Fe 還原菌（如、和）的相對豐度顯著增加，說明鐵改性生物炭通過影響As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）還原菌相對豐度，進而調(diào)控As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）還原。

3 結(jié)論

（1）鐵改性生物炭對水稻土中的As 具有鈍化作用，能減緩體系中As（Ⅲ）的還原釋放，促進Fe（Ⅱ）的還原釋放。

（2）施加鐵改性生物炭會改變DOC 的生物利用性和微生物群落結(jié)構(gòu)，降低DOC 含量，顯著增加As/Fe 還原菌（、和）的相對豐度，調(diào)控As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）的還原。

（3）鐵改性生物炭調(diào)控As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）還原的機制是：一方面通過促進DOC 氧化分解并使其失去電子，電子受體As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）得到電子后完成還原過程；另一方面促進液相層中DOC 的腐殖化過程，在微生物作用下會有更多的有機質(zhì)轉(zhuǎn)化為腐殖質(zhì)，腐殖質(zhì)又可以作為電子中介體來調(diào)控As（Ⅴ）/Fe（Ⅲ）的還原。