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苯并噻唑及其类似物(benzothiazoles, BTs)是一类非常重要的杂环化合物，广泛应用于医药[1]、农业[2]及工业[3]等领域。近年来，BTs引起的环境问题与健康问题日益受到关注。由于汽车轮胎中BTs与橡胶基质结合不牢固，因此，会随着轮胎的磨损进入道路雨水径流，继而渗入土壤，很容易造成地下水的污染[4]。目前，在国内外多处地表水体、废水及地下水中均检测到了BTs的存在，质量浓度可达μg·L−1甚至mg·L−1水平[5-9]。在我国，许多以地下水为饮用水源的城市自来水中也频繁检出BTs类物质[10-12]。有研究表明，BTs能够进入地下环境，并吸附于含水层介质上，还会随着地下水的流动而发生迁移[13]，每年随着各类工业废水被大量排放进入环境当中[14]。作为一类新污染物，BTs的污染特征和降解行为尚未被充分了解，而现有场地修复技术对BTs污染物的有效性仍有待研究。
原位化学氧化法(in-situ chemical oxidation, ISCO)是目前最具应用前景的有机污染场地修复技术之一。该技术可以通过直接向污染含水层注入氧化剂，使目标污染物分解为无毒或毒性较小的物质，操作简便，适应性强[15]。目前应用较广的氧化剂包括高锰酸盐、过硫酸盐、Fenton试剂和过氧化钙/镁等。其中，过氧化钙(CaO2)是一种绿色安全的固体氧化剂[16]，在水中能缓慢释放O2和H2O2(式(1)~(2))。H2O2经过Fe2+活化可以生成强氧化性的·OH，即发生Fenton反应(式(3))，能够有效降解大多数有机污染物[17-20]。常规CaO2的粒径为1~20 μm，若直接注入地下则容易在注入点周围发生团聚，分散性和传输性能欠佳，导致氧化剂影响半径小、分布不对称等问题[21-22]。而纳米过氧化钙(nCaO2)具有更好的扩散性能和更高的比表面积，可在一定程度上提高污染物的降解速率，并且在无催化剂条件下可以长期稳定保存。
因此，本研究选择3种典型BTs化合物作为目标污染物，利用基于nCaO2的类Fenton体系对受污染地下水开展氧化修复实验。采用多孔介质悬浮液批实验研究氧化剂与活化剂投加量、地下水pH、背景离子对BTs去除效率的影响；采用砂柱实验研究nCaO2在含水层中的迁移分布规律并考察nCaO2/Fe2+对BTs污染含水层的连续动态修复性能；探讨利用nCaO2原位反应去除地下水中BTs的可行性，为ISCO技术在实际污染场地修复中的应用提供一定的理论指导。
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苯并噻唑(benzothiazole, BTH)、2-羟基苯并噻唑(2-hydroxy-benzothiazol, OBT)、2-巯基苯并噻唑(2-mercapto-benzothiazole, MBT)、氯化钙、氨水、过氧化氢(30%)、七水合硫酸亚铁(FeSO4·7H2O)、0.1 mol·L−1氢氧化钠、0.1 mol·L−1硫酸、氯化钠、碳酸氢钠均为分析纯，均购自上海国药集团化学试剂有限公司；十六烷基三甲基溴化铵(hexadecyl trimethyl ammonium bromide, CTMAB)为分析纯，购自上海麦克林生化科技有限公司；甲醇为色谱纯，购自上海国药集团化学试剂有限公司。所有的溶液均由去离子水制成。静态实验和动态实验中所用模拟含水层多孔固体介质均为过筛、洗涤并烘干后的市售天然河砂，粒径为0.5~1.0 mm，孔隙度为0.42。
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采用钙盐法制备nCaO2：首先向120 mL去离子水中加入12 g CaCl2，搅拌均匀，然后取1.2 g CTMAB溶于480 mL去离子水中，将两者混合均匀后放置在磁力搅拌器上进行恒速搅拌。测试pH，滴加氨水调节pH到10左右，形成母液。在不断搅拌的条件下，在母液中以1 mL·min−1的速率加入60 mL的30%H2O2。全部混合后，滴加NaOH溶液将pH调节到11左右。溶液中逐渐产生沉淀，静置一段时间。将溶液进行离心，取下方沉淀用无水乙醇冲洗后，将混合液进行抽滤，将抽滤后的滤饼在真空干燥箱中40 °C下完全干燥，将干燥过的nCaO2粉末进行研磨后收集保存。取0.5 g nCaO2固体，加入250 mL去离子水中搅拌均匀制成浆液，用于砂柱实验原位注入模拟含水层。
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本研究采用批实验考察了nCaO2对含水层中BTs的降解及其影响因素。模拟BTs污染含水层的构建方法为：取BTH、MBT和OBT各100 mg加入去离子水定容至500 mL，采用超声助溶，配制成200 mg·L−1的BTs母液，使用时取母液稀释成20 mg·L−1的BTs水溶液。向250 mL顶空培养瓶中加入固体介质50 g和100 mL BTs水溶液(20 mg·L−1)构成模拟污染含水层[15]。实验前使用0.1 mol·L−1的H2SO4和0.1 mol·L−1的NaOH对其初始pH(3~11)进行调节，随后加入不同剂量的氧化剂nCaO2和活化剂FeSO4·7H2O启动反应。加盖密封后，在室温、150 r·min−1条件下持续振荡。此基础上，通过向模拟含水层中添加1~100 mmol·L−1 NaHCO3或NaCl，考察地下水中2种常见无机离子的影响。振荡1 h后取出水样，使用0.22 μm微孔滤膜过滤并收集滤液，立即对BTs污染物浓度进行测定。
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本研究采用砂柱实验考察nCaO2在模拟地下含水层内的迁移分布特性以及BTs的连续动态修复效果。砂柱为有机玻璃制成(图1)，长30 cm，内径3 cm，水平放置，填充有多孔固体介质。在模拟柱的两端铺设衬有滤布的布水板达到均匀布水的目的；实验中从柱左端进水、右端出水，在距离左端布水板3 cm的位置设有一外径为6.4 mm的氧化剂注入口。砂柱进水口与蠕动泵间用一根软管相连，通过蠕动泵来调节模拟地下水的流速。
1)氧化剂的迁移分布特性实验。实验开始前将去离子水缓慢注入到砂柱当中进行冲洗，直至出水澄清，并确认砂柱处于饱和状态。先从氧化剂注入口注入1 PV（孔隙体积，pore volume） 2 g·L−1的nCaO2，再从进水口以2 m·d−1的流速注入4 PV去离子水，当注入nCaO2后开始定时在出水口取水样。实验结束后，从进水口沿水流方向每3 cm一段取出柱内固体介质。测定水样和砂样中的Ca2+浓度，用于分析nCaO2在水和介质中的含量。
2) BTs污染含水层连续动态修复实验。 从进水口泵入含有20 mg·L−1 BTs的模拟污染地下水，控制流速在0.1 m·d−1，直至出水中BTs浓度稳定，使BTs在含水层中达到饱和。从注入口一次性注入250 mL 2 g·L−1的nCaO2，同时从进水口持续通入模拟BTs污染地下水（含有1 mmol·L−1 Fe2+），并对砂柱出水进行监测分析。测定出水中BTs浓度变化及含水层地球化学参数变化(pH、氧化还原电位(oxidation-reduction potential，ORP)、溶解氧(dissolved oxygen，DO)和Fe2+浓度)，综合评估连续动态氧化修复效能。
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nCaO2的主要成分采用X射线衍射仪（x-ray diffraction，XRD）和傅里叶变换红外光谱（fourier transform infrared spectroscopy，FT-IR）进行定性分析。利用扫描电子显微镜（scanning electron microscope，SEM）观察nCaO2的形貌及大小等。通过高效液相色谱（high performance liquid chromatography，HPLC）对地下水中BTs的浓度进行测定，检测器为紫外吸收检测器（Shimadzu SPD-16）。采用反相色谱柱（Agilent TC-C18，250 mm×4.6 mm，5 μm）进行分离。具体分离条件为：以甲醇-水(体积比为70:30）体系为流动相，柱温始终保持为40 °C，流速为0.8 mL·min−1，进样体积为20 μL，其中BTH、MBT及OBT的检测波长分别为225、320及250 nm。利用分光光度法测定溶液和介质中的Ca2+浓度；DO采用便携式溶解氧测定仪测定；pH及ORP值采用便携式水质分析仪测定；Fe2+采用邻菲罗啉分光光度法进行测定。
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由图2(a)可以看出，在20~90°的衍射角度内，样品在30.3°、35.7°、47.4°、53°、55°和60.3°处出现明显的衍射峰。通过与CaO2的标准卡片JCPDS03-0865进行比对可以判断CaO2成功制备。此外，由图2(b)可见，位于1 074 cm−1和867 cm−1处的吸收峰对应于CaO2的O—O键振动；位于1 423 cm−1附近的吸收峰则可归因于碳酸根的振动，这可能是由于制备过程中空气中CO2参与反应从而生成了少量CaCO3；位于1 488 cm−1处的吸收峰是O—Ca—O的弯曲振动吸收峰；位于3 440 cm−1的2个吸收峰则归因于样品表面吸附水的羟基振动，FT-IR也表明CaO2成功制备。由nCaO2的SEM图（图2(c)~(d)）可以看出，实验制备的CaO2颗粒呈现出椭球状，粒径大小约为200 nm，表现出相对均匀的粒径，且颗粒较为分散。
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以往研究表明，氧化剂与活化剂投加量、环境pH以及地下水中的背景离子等都可能对含水层中BTs原位氧化降解产生影响。因此，本研究首先对不同条件下的BTs去除率进行了比较，结果如图3~5所示。
1)氧化剂nCaO2与活化剂Fe2+投加量的影响。nCaO2投加量对BTs去除效果的影响如图3(a)~(c)所示。可以看出，随nCaO2的投加量的增加，3种BTs化合物的去除率均呈现先升高后降低的趋势。在本实验条件下，对于BTH、MBT和OBT而言，去除效果最佳的nCaO2投加量分别为4、5和10 mmol·L−1。经过1 h后，BTH、MBT和OBT的去除率达到38.8%、87.8%和99.6%。这表明提高nCaO2的投加量仅在一定范围内有助于BTs的降解，过量的nCaO2会对BTs的降解产生抑制作用。这可能是由于：一方面，过量nCaO2的加入使得体系内产生较多的Ca(OH)2(式(1))，导致溶液pH上升，从而抑制了芬顿反应；另一方面，反应中释放出的过量的H2O2可与·OH自由基发生反应（式(4)~(5)）[23]，从而消耗一部分·OH，降低·OH与BTs的氧化反应效率。
在此基础上，在上述最佳nCaO2投加量条件下，研究了Fe2+投加量对3种BTs降解的影响。对于BTH而言，随着Fe2+浓度增加，BTH去除率呈现先增后减的趋势（图3(d)）。当Fe2+浓度为2 mmol·L−1时，BTH去除率最高（39.3%），继续增加Fe2+浓度至4 mmol·L−1，则去除率下降至25.3%。如图3(e)~(f)所示，随着Fe2+浓度从1 mmol·L−1增加到5 mmol·L−1，MBT和OBT的去除率分别从87.8%和31.0%升高到100%和99.6%。当Fe2+浓度进一步增加到10 mmol·L−1时，MBT和OBT的去除率基本维持不变。以上结果表明，氧化体系内适量的Fe2+能够有效地活化nCaO2产生大量自由基，有利于BTs的降解。但过量的Fe2+会与目标污染物争夺·OH自由基[24]（式(6)），使目标污染物的降解受到抑制。
根据上述结果，可知对于MBT、BTH和OBT的降解而言，最佳nCaO2 ∶Fe2+的浓度比分别为5∶1、4∶1和2∶1。后续实验均在此条件下进行。
2)地下水环境pH的影响。已有多项研究表明·OH的作用与pH有着密切的联系[25-27]。如图4((a)~(c))所示，本研究评估了pH=3~11内BTs的降解效果。对于Fenton反应而言，pH=3时Fe2+更容易被氧化，从而促进·OH的生成，有利于提高污染物的降解速率[28]。另一方面，对于本实验中的Fe2+/nCaO2体系而言，较低的pH条件下，水中大量的H+可能直接与nCaO2发生反应，使H2O2的释放变少[29]，不利于BTs降解。因此pH对BTs的实际影响可能是复杂的。实验结果显示，pH=3和7时，BTs具有较好的去除效果，去除率高于初始pH=5时的情况。同时，实验还发现，氧化降解过程可在碱性条件下发生。但在碱性溶液中，BTs降解受到了明显抑制。相比pH=7条件下，BTH、MBT和OBT在pH=11时的去除率分别降低了16.0%、39.5%和12.6%。原因可能涉及2个方面：一方面，随着地下水pH的升高，nCaO2释放H2O2的量会降低[30]，同时，活化剂Fe2+也更容易发生沉淀；另一方面，碱性条件下体系内会优先形成O2−，导致对BTs的降解能力有所下降[31]。
3)地下水中背景离子的影响。类Fenton体系在真实地下环境中的反应性能往往受到某些地下水背景组分(如阴离子)的影响。已有研究[32-36]表明，在不同的类Fenton体系中，阴离子的影响可能是积极的或是消极的，个别情况下也可以忽略不计。本实验分别研究了地下水中Cl−和HCO3−对BTs降解的影响（如图5所示，图中柱形表示BTs去除率，折线表示溶液初始pH）。
有研究[32]表明，在类芬顿体系中，Cl−的具体影响与其浓度、溶液pH和目标污染物类型有关。在Cl−存在的条件下，Cl−和·OH反应会生成含氯自由基（例如，Cl·和Cl2·−）（式(7)~(9)）。一方面，当污染物与含氯自由基的反应速率低于其与·OH的反应速率时，Cl−的增加会抑制这些污染物的降解。另一方面，这些含氯自由基对含有给电子官能团（如羟基和巯基等）的化合物具有很高的反应活性[37]。某些富电子污染物与含氯自由基的反应速率常数甚至与这些污染物与·OH的反应速率常数相当，因此含氯自由基的产生可以部分抵消·OH的损失[32]。在本研究中，由于BTH分子不含给电子官能团，因此，Cl−的存在可对BTH的降解产生一定的抑制作用（图5(a)），然而抑制的强弱并非与Cl−浓度呈正相关。当Cl−浓度增加到100 mmol·L−1时，BTH的去除率出现回升的趋势。这可能是因为Cl−浓度增加的同时伴随着溶液pH的改变（图5(a)）。根据2.2中pH的影响研究结果，当溶液pH从碱性降低至中性时可以促进BTH的降解。MBT和OBT均是富电子污染物，因此，Cl−浓度对其降解效果影响并不显著（图5(b)~(c)）。
一般认为，地下水中的HCO3−是一种天然自由基清除剂，与·OH反应会生成氧化能力较低的CO3·−自由基（式(10)），对污染物的降解通常会产生负面影响。然而，一些研究发现，在基于·OH的非均相H2O2氧化体系中，HCO3−并不总是抑制污染物的降解[34, 38-39]。主要原因是CO3·−的长寿命及高稳态浓度（10−13~10−15 mol·L−1）可以弥补其在降解富电子化合物时的低反应活性和·OH的消耗[40-42]。如图5(d)~(f)所示，当地下水中存在1、10和100 mmol·L−1 HCO3−时，MBT在1 h内的去除率由68.6%分别上升到72.9%、100%和100%，OBT去除率由99.6%分别下降到97.7%、72.8%和84.4%。这表明HCO3−对MBT的降解产生了促进作用，而对OBT的降解产生了抑制作用。虽然OBT也是富电子化合物，但HCO3−浓度的增加导致溶液pH从酸性（pH=4.3）转变为碱性（pH=8.3），从而造成了OBT降解效率的降低。
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为了考察nCaO2对地下环境中BTs的氧化效果，本研究设计了模拟砂柱实验。首先对nCaO2在多孔介质中的迁移特性进行评估，然后考察了nCaO2 连续动态修复过程中BTs浓度随时间变化情况，最后对修复过程中地球化学参数的变化进行了分析。
出水中nCaO2浓度随PV变化情况见图6(a)。nCaO2能够穿透整个砂柱，表明其在含水层中具有一定的迁移能力。出水中的nCaO2的浓度远小于注入浓度（C/C0<0.09），且随着时间的延长，出水中nCaO2的浓度呈现先升后降的趋势，在2.2 PV时达到最大值（0.17 g·L−1）。当地下水流速为2 m·d−1，nCaO2注入浓度为2 g·L−1时，nCaO2在0.5~1.0 mm粒径介质中的累计迁出量为20.0 mg，占注入总量的11.2%。这表明绝大部分nCaO2滞留在砂柱中，形成了原位反应带。多孔介质具有较大的比表面积，与修复试剂接触时可产生黏附、沉积作用，导致试剂发生滞留。对不同位置的砂样进行分析得到了nCaO2在模拟柱中的滞留分布情况见图6(b)。nCaO2沿整个柱长均有分布，其滞留量随迁移距离的增加呈现上升的趋势，出口处达到了12.2×10−3 mg·g−1。颗粒在含水层介质中存在着迁移-滞留-脱附-再迁移的动态变化，介质孔隙中的nCaO2在后续通入去离子水时被驱替而流出，因此，在5 PV之后的出水中仍能检测到nCaO2的存在[43]。
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连续氧化修复过程中模拟柱出水BTs的浓度变化规律如图7所示。注入氧化剂前，BTs污染物在含水层中达到饱和，出水C/C0稳定在84.0%左右。在起初注入nCaO2后，出水中BTs浓度迅速降低，当出流体积为0.6~1.8 PV时，模拟柱内BTs去除率均达到97%以上。这是由于当含有Fe2+的模拟地下水进入nCaO2分布区域后，Fe2+活化nCaO2释放·OH（式(2)~(3)）与BTs发生反应，导致其降解。随着BTs溶液的持续注入，模拟柱内氧化剂逐渐耗尽，降解作用逐渐减弱，出水中BTs浓度也随之逐渐升高。3种污染物均在注入1.8 PV后才重新穿透模拟柱。出水中BTH、MBT和OBT的浓度分别在大约3.4、3.2和3.6 PV时达到最大值，最大浓度分别为0.043、0.053和0.063 mmol·L−1，仅为修复前出水浓度的34.2%、59.9%和56.8%，以上结果表明nCaO2能够连续有效地降解BTs。由于后期（2.8 PV）模拟柱内pH有所下降（图7），又一次促进了·OH的生成，因此，2种富电子化合物MBT和OBT 的浓度再次出现下降。当出流体积为5.0 PV时，模拟柱出水中BTs浓度为注入浓度的72%左右。计算可得，实验过程中通入的BTs总量均为8.9 mg，实验结束时，砂柱出水中收集到的BTH、MBT和OBT的质量分别为1.9、2.2和2.4 mg，即迁出率分别为21%、25%和27%。以上实验结果表明，nCaO2能持续发挥氧化作用，有效地实现BTs污染物的削减。
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地下水原位修复过程往往会对含水层地球化学参数（pH、ORP、DO和Fe2+等）产生影响，而这些参数的变化也能够间接反映修复试剂的活性与氧化效果。本实验在模拟修复过程中pH、ORP、DO和Fe2+浓度变化情况如图8所示。如图8(a)所示，氧化修复实验过程中模拟柱内pH发生了明显变化。注入nCaO2前，BTs污染含水层pH约为8.3，注入nCaO2后，随着nCaO2遇水分解生成Ca(OH)2（式(1)~(2)），出水中pH有所升高。当出流体积为1.2 PV时，模拟柱出水pH达到9.2左右并趋于稳定。然而，随着污染地下水的不断注入，水中的Fe2+被迅速氧化为Fe3+并水解产生H+，导致水的酸性持续增加。同时，由于BTs的不断降解，生成的小分子有机酸逐渐增多[44]，也会造成H+浓度的上升。当出流体积达到2.8 PV以后，模拟柱内pH开始快速下降，最终稳定在7.2左右。水溶液中pH的变化通常会引起ORP的变化，且pH与ORP值负相关。随着氧化剂的注入，模拟柱内的ORP出现了显著的变化（图8(b)）。在注入nCaO2后，随着pH的升高，在1.2 PV时出水中ORР逐渐下降到−121 mV并在一段时间内保持稳定。当含水层pH开始下降时，ORP也快速升高，最终稳定在−10 mV左右（3.8 PV）。整体上，ORP的变化规律与BTs浓度变化规律一致。
氧化修复过程中DO浓度变化情况如图8(c)所示。由于nCaO2与水反应生成O2（式(1)），因此，模拟柱内DO浓度主要受nCaO2分布的影响。在反应初期，nCaO2的浓度相对较高，能够快速释放O2，使水中的DO快速升高。在出流体积为1.4 PV时，柱内DO最高可达到23.5 mg·L−1。之后，随着nCaO2分布区域的缩小以及pH的不断下降[45]，O2释放量逐渐减少，DO有所下降，最终维持在18 mg·L−1。在本实验中，含水层内O2的消耗主要包括两部分：一为出水口的溢散；二是与Fe2+发生反应。从实验结果来看，出水DO在整个反应过程的5 PV内均高于背景值，也即含水层内O2的消耗低于O2的生成。这表明nCaO2能够持续有效地释放O2。在反应的前中期（<3.4 PV），出水中Fe2+的浓度极低（C/C0≈0）（图8(d)）。这是由于Fe2+作为活化剂始终处于被消耗的状态，而较高的DO也加快了Fe2+的氧化[46]。随着含有Fe2+的地下水不断注入以及氧化剂nCaO2的消耗，在反应的后期，Fe2+的浓度呈现逐渐上升的趋势。
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1)制备出了粒径较为均匀的nCaO2颗粒，经Fe2+活化后能够有效去除模拟含水层中的难降解BTs污染物；在适当范围内提高nCaO2的投加量可以促进BTs的降解；对MBT、BTH和OBT而言，在上述所选实验条件下最佳nCaO2∶Fe2+浓度比分别为5∶1、4∶1和2∶1。
2)地下水环境pH对Fe2+/nCaO2氧化体系存在着复杂的影响，在强酸性（pH=3）和中性（pH=7）条件下对BTs具有较好的去除效果；水中Cl−和HCO3−对BTs降解的影响因pH和BTs自身性质而异。
3) nCaO2在含水层中具有一定的迁移能力，但在多孔介质中迁移时受到的阻滞作用较强；约89% nCaO2滞留在砂柱中，沿整个柱长分布。砂柱中的nCaO2能够有效拦截地下水中的BTs，模拟修复实验中BTH、MBT和OBT的累计去除率均在70%~80%。
4)注入nCaO2后，地下水 pH在一段时间内呈现碱性，随后逐渐下降并最终稳定在中性；ORP与pH负相关，最终稳定在−10 mV左右；nCaO2能够持续有效地释放O2，使地下水的DO维持在18 mg·L−1左右；反应的前中期Fe2+的浓度极低，后期逐渐上升。
纳米CaO2氧化修复苯并噻唑类污染地下水的效果
Performance of the oxidation of benzothiazole pollutants in groundwater using nano CaO2
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摘要: 为了探究纳米过氧化钙(nCaO2)原位氧化降解地下水中苯并噻唑及其类似物(BTs)的可行性，采用静态批实验与动态柱实验相结合的方法开展了一系列研究，考察了不同条件下的处理效果，明确了修复试剂投加量、地下水pH、背景离子等因素的影响；同时研究了nCaO2在含水层中的迁移分布规律以及Fe2+活化nCaO2对BTs污染含水层的连续动态修复性能。批实验结果表明，在最佳氧化剂/活化剂配比下，3种难降解BTs在1 h后均有明显的降解；在强酸性(pH=3)和中性(pH=7)条件下BTs具有较好的去除效果；水中Cl−和HCO3−离子对BTs降解的影响取决于pH和污染物自身的化学性质。柱实验结果表明，nCaO2在含水层中具有一定的迁移能力，对3种BTs的累计去除率均在70%~80%。模拟含水层地球化学参数(pH、氧化还原电位、溶解氧和Fe2+等)在修复过程中也会发生相应的变化，表明nCaO2能够持续有效地释放O2。Abstract: In order to explore the feasibility of in-situ chemical oxidative degradation of benzothiazoles (BTs) in groundwater by nano-sized calcium peroxide (nCaO2), a series of studies were carried out by combining static batch experiment and dynamic column experiment. The treatment performances under different conditions were investigated, and the influences of remediation reagent dosage, groundwater pH and background ions were studied. In addition, the migration and distribution of nCaO2 in aquifers and the continuous remediation performance of nCaO2 activated by Fe2+ for BTs-polluted aquifers were studied. The results of batch experiments showed that under the optimal oxidant/activator ratio, the three refractory BTs compounds all degraded obviously after 1 h. The strongly acidic (pH=3) and neutral (pH=7) conditions were beneficial to BTs removal. The effect of Cl− and HCO3− ions in water on the degradation of BTs depends on pH and the natures of contaminants. Column experiments showed that nCaO2 can migrate in the aquifer, and the cumulative removal efficiencies of three BTs compounds were all between 70~80%. The corresponding changes in geochemical parameters (pH, oxidation-reduction potential, dissolved oxygen, Fe2+, etc.) of the simulated aquifers were also observed during the remediation process, which indicated that nCaO2 can release O2 continuously and efficiently.
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土壤微生物在促进土壤生物地球化学循环和维持土壤质量方面发挥着关键作用，这已经得到了广泛的研究证实[1-2]。这些微生物群落对环境因素表现出敏感性，其中土壤pH值[3-4]、水分[5]和温度[6-7]是影响最大的几个因素。人类的实践活动（如土壤改良）[8-9]也能对土壤微生物群落产生影响。以往的研究表明，在盐碱土壤中施用生物炭可以有效增加土壤的孔隙度、水分保持能力和有机质的质量分数[10]，从而为微生物提供更多的生存空间和养分来源。生物炭的吸附能力可以去除土壤中的有害物质，如盐分、重金属和有机污染物等，从而降低土壤有害物质对微生物的胁迫作用，为微生物创造了适宜的生存环境[11]。土壤理化性质的改善往往对土壤微生物生长繁殖具有积极作用[12-13]。这些因素共同促进了微生物丰度和多样性的提高，改善了微生物群落的组成和结构。土壤微生物介导许多关键的生态系统过程，例如有机质周转、养分循环和土壤结构形成[14]，所有这些都对植物生长至关重要。然而，生物炭对微生物的影响也取决于其种类和性质。不同的生物炭具有不同的物理和化学性质，如比表面积、官能团数量和表面电荷等，这些性质决定了生物炭对土壤微生物的作用方式和效果。例如，某些生物炭可能更适合为特定的微生物提供生存空间，而其他生物炭则可能更适合作为碳源或能量来源。尽管目前已经了解一些关于土壤微生物群落如何响应环境变化的信息，但关于如何最有效地利用生物炭和其他改良剂来改善盐碱土壤中的微生物群落，仍需进行更多的研究。这将有助于更好地理解并管理盐碱土壤，以实现更可持续的农业生产和环境保护。
改良实验的前期研究结果表明，污泥水热炭及稻壳热解炭的适度添加（1%）在滨海盐渍土改良的应用从养分和植物生长的角度来看均是可行的。其中，酸性的污泥水热炭因其携带的丰富营养元素（如碳、氮、磷、硫等）更适合用于改良盐碱土，能够有效促进植物生长并增强植物对盐碱的耐受性[15]。然而这2种生物炭的施加是否通过提供养分、改善土壤物理性质、促进植物根系生长等方式，来促进微生物的生长和活动，进一步改善盐渍土的质量值得探讨。
本研究旨在确定2种生物炭不同投入量下的细菌群落转化特征，包括：1）确定生物炭的种类和用量对土壤细菌群落特征的影响。2）揭示影响土壤细菌群落的关键因素。3）探讨土壤细菌之间以及土壤细菌与植物的协同进化关系。这将有助于更好地了解2种生物炭在盐渍土改良中的作用和机制，为工程实践提供理论依据。
1. 材料与方法
1.1 试验材料
1）滨海盐渍土。滨海盐渍土采自上海市崇明东滩（31°31′39.33″N, 121°56′15.98″E），理化性质如下：pH 9.1±0.1，全盐量（4.51±0.57） g·kg−1，有机质（19.9±1.29） g·kg−1，全氮（0.73±0.07） g·kg−1，全磷（1.05±0.02） g·kg−1，全钾（16.5±1.35） g·kg−1，水解性氮（75.8±9.19） g·kg−1，有效磷（19.7±1.99） g·kg−1，速效钾（590±162） g·kg−1，阳离子交换量（5.35±0.48） cmol·kg−1。
2）生物炭。选取污泥水热炭及稻壳热解炭作为盐渍土改良材料。污泥水热炭是以上海城投污水处理有限公司石洞口污水处理厂的重力浓缩污泥为原料，在水热反应釜中经180 ℃、18.5 MPa加热3 h后，再通过板框压滤脱水至含水量≤20%制得；而稻壳热解炭则是稻壳在反应釜中400 ℃下碳化煅烧2.5 h生成。理化性质如表1。
表 1 2种生物炭理化性质Table 1. Characteristics of two types of biochar生物炭种类 pH 全盐量/（g·kg−1） 有机质/（mg·kg−1） 全磷/（g·kg−1） 全氮/（g·kg−1） 全钾/（g·kg−1） 污泥水热炭 6.2±0.1 8.66±0.18 0.43±0.04 38.80±1.10 22.10±14.90 4.98±5.15 稻壳热解炭 8.6±0.1 1.74±0.05 0.40±0.01 0.37±0.02 1.33±0.05 275.00±75.00 | Show Table
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3）孔雀草（Tagetes patula L.）。试验所用植物材料为地被植物孔雀草。在盐渍土绿化中，孔雀草能显著提升地面覆盖度，减缓土壤蒸发，并有效抑制返盐。相较于乔木和灌木，孔雀草对土壤质量的反应更为迅速和敏感，在改良试验中能够迅速反映出土壤的变化情况。
1.2 试验方法
采用室内盆栽试验进行滨海盐渍土改良研究。盆栽试验前将2种生物炭用粉碎机破碎至粉末状，分别与滨海盐渍土以重量比（w/w）0.5%、1.0%、5.0%配置形成6个生物炭试验处理：0.5%污泥水热炭（S1）、1%污泥水热炭（S2）、5%污泥水热炭（S3）、0.5%稻壳热解炭（T1）、1%稻壳热解炭（T2）和5%稻壳热解炭（T3）），以未施加生物炭的崇明东滩滨海盐渍土作为试验对照（CK），每个处理设置4个重复。
1.3 分析方法
1）土壤及植物指标测定。栽植3个月后，测定土壤电导率（soil electric conductivity，EC）、水分、容重、pH、全盐量、有机质、全磷、全氮、速效钾及有机碳；测定植物生物量、茎根比（鲜重）、叶绿素质量分数、根系活力、超氧化物歧化酶（superoxide dismutase，SOD）活性、过氧化氢酶（catalase，CAT）活性、丙二醛（malondialdehyde，MDA）含量。测定方法及所获得的数值均已在前期发表的论文中进行报道[15]。
2）微生物指标测定及分析。栽植3个月后，采集种植盆表层10 cm处土壤及根系的混合物，利用E.Z.N.A.® soil DNA kit （Omega Bio-tek，Norcross，GA，U.S.）提取微生物群落总DNA。使用引物338F（5’-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3’）和806R（5’-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3’）对16S rRNA基因V3-V4可变区进行PCR扩增，送上海美吉生物医药科技有限公司利用Illumina公司的Miseq PE300平台进行测序分析。利用PICRUSt2 预测2种生物炭3个施加梯度下促进养分循环和帮助植物抗逆性相关酶的相对丰度变化。包括铁载体合成基因（Siderophore synthesis）、抗氧化酶（Antioxidant enzymes）、Na+/H+逆向转运蛋白（Na+/H+ antiporter）、K+/H+逆向转运蛋白（K+/H+ antiporter）、磷酸酶（Phosphatase）、吲哚-3-乙酸酰胺（IAA）合成基因、Na+转运蛋白（Na+-transport）、胞外多糖合成（Exopolysaccharide production）、色氨酸合成酶（Tryptophan synthase）、3-植酸酶（3-phytase）、内切葡聚糖酶（endoglucanase）、1-氨基环丙烷-1-羧酸脱氨酶（ACCD）及氮、硫循环基因[16-17]。
1.4 绘图及统计学方法
数据图的绘制采用Origin 2018。均值及标准偏差均利用Excel进行计算，数理统计利用SPSS statistics 23 Software，采用单因素方差分析方法。PCoA分析、RDA分析图利用美吉生物云平台（https://cloud.majorbio.com）进行绘制。共线性网络差异分析图利用Gephi 0.10绘制。
2. 结果与讨论
2.1 2种生物炭施加对土壤细菌组成的影响及物种差异分析
如图1(a)所示，土壤细菌的优势菌门分别为Firmicutes、Proteobacteria、Actinobacteriota、Acidobacteriota、Chloroflexi、Myxococcota、Cyanobacteria、Bacteroidota、Gemmatimonadota和Methylomirabilota。对照组CK优势菌门相对丰度由大到小排序依次为Firmicutes（21.32%）、Proteobacteria（20.21%）、Actinobacteriota（20.15%）、Acidobacteriota（10.84%）和Chloroflexi（7.42%）。与对照相比，污泥水热炭处理随添加量的上升Firmicutes（21.39%、21.80%、24.65%）、Proteobacteria（20.16%、21.32%、23.83%）呈上升趋势，而Chloroflexi（7.28%、8.01%、6.77%）呈先上升后下降的趋势。稻壳热解炭处理随添加量的上升Firmicutes（18.85%、23.05%、18.65%）、Chloroflexi（6.07%、7.32%、6.61%）呈先上升后下降趋势，Proteobacteria（21.69%、19.91%、23.77%）呈先下降后上升趋势。
图 1 不同生物炭添加对土壤细菌群落组成的影响Figure 1. The effect of different biochar additions on the composition of soil bacterial communities如图1(c)所示，门水平其中具有显著性差异的菌门及对应丰度（CK、S1、S2、S3、T1、T2、T3）分别为Actinobacteriota（20.15%、17.65%、18.58%、16.7%、19.7%、16.38%、16.06%）、Myxococcota（4.23%、4.38%、5.00%、3.98%、4.46%、3.57%、2.97%）、Gemmatimonadota（2.63%、2.72%、3.30%、4.23%、2.81%、2.71%、2.00%）、Methylomirabilota（1.41%、1.46%、1.27%、0.59%、1.38%、1.12%、1.00%）、Desulfobacterota（0.39%、1.15%、1.03%、0.97%、0.57%、0.47%、0.29%）、Entotheonellaeota（0.56%、0.52%、0.42%、0.20%、0.49%、0.43%、0.40%）、NB1-j（0.09%、0.18%、0.19%、0.11%、0.16%、0.11%、0.08%）和Spirochaetota（0.01%、0.09%、0.06%、0.10%、0.02%、0.04%、0.01%）。不同添加量污泥水热炭处理及稻壳热解炭处理组Actinobacteriota和Entotheonellaeota相对丰度均低于对照组CK。污泥水热炭处理组Actinobacteriota相对丰度随添加量上升出现先上升后下降趋势，Actinobacteriota具有较强的耐盐性和养分利用能力[17]，许多Actinobacteriota门细菌可以降解复杂的化合物，如多糖和酚类化合物[18]，这使得它们能够获取营养，在更加贫瘠和恶劣的环境中生存。因此Actinobacteriota丰度下减少表明污泥水热炭的加入改善了土壤条件。Entotheonellaeota相对丰度随添加量上升呈下降趋势。Gemmatimonadota相对丰度随添加量上升显著上升，随着pH和盐度的降低，细菌群落从耐盐异养细菌（如Actinobacteriota）转变为在中性pH值和低盐度环境中生存的细菌（Gemmatimonaidetes）[19]。Methylomirabilota、Desulfobacterota相对丰度随添加量上升呈下降趋势，两者均为厌氧细菌[20]，其丰度的减少可归因于生物炭添加后土壤通气性能的提升。改良试验的结果明确显示，2种生物炭显著降低土壤容重（P<0.05）[15]，这意味着土壤内部的孔隙度得到了显著增大。孔隙度的增加可以为气体在土壤中的扩散和流通提供了更广阔的通道，优化了土壤的通气性能。Myxococcota、NB1-j和Spirochaetota均与根际土壤的有机质，氮磷钾或硫化物营养元素的循环相关[21-23]。Myxococcota和NB1-j相对丰度随添加量上升呈先上升后下降趋势，S2显著高于其他处理组。Spirochaetota相对丰度随添加量上升呈下降后上升趋势。稻壳热解炭处理组Actinobacteriota、Myxococcota、Gemmatimonadota、Methylomirabilota、Desulfobacterota、Entotheonellaeota相对丰度均随添加量上升呈下降趋势。NB1-j相对丰度随添加量上升呈下降趋势。Spirochaetota相对丰度随添加量上升呈上升后下降趋势。
如图1(b)所示，土壤细菌的优势属分别为Bacillus、Marmoricola、Symbiobacteraceae科未知属、Vicinamibacteraceae科未知属、Gaiella、Tumebacillus。Bacillus（CK、S1、S2、S3、T1、T2、T3）丰度分别为10.76%、9.18%、9.98%、15.11%、9.35%、9.62%、9.59，污泥水热炭0.5%和1%的处理丰度小于对照组CK，但随着添加量的上升呈上升趋势。稻壳热解炭处理要显著低于对照组CK，但不同添加量之间差异不显著；Marmoricola（3.22%、2.81%、3.40%、3.73%、2.40%、2.75%、2.72%）不同处理组之间的变化趋势与Bacillus相似。
如图1(d)所示，土壤细菌群落中具有显著性差异的属分别为Gaiella、Tumebacillus、Gemmatimonas、RB41、Ammoniphilus、Steroidobacter、Fonticella、Ilumatobacter、Skermanella和Catellatospora等。对照组CK相对丰度依次为1.79%、1.27%、0.50%、0.83%、0.41%、0.35%、0.10%、0.37%、0.25%和0.33%。水热炭处理组（S1、S2、S3）Gemmatimonas（0.59%、0.76%、1.01%）和Steroidobacter（0.39%、0.52%、0.77%）相对丰度随添加量上升显著上升。Gemmatimonas和Steroidobacter都是有助于土壤细菌组稳定的关键类群。它们分别具有磷酸盐和次磷酸盐代谢以及氮代谢的功能，能够利用这些化合物作为唯一的氮源或磷源进行生长。维持土壤中氮磷的平衡，从而促进植物的生长和生态系统的稳定[24]。Gaiella（1.88%、1.85%、1.07%）、Ilumatobacter（0.37%、0.34%、0.23%）和Skermanella（0.23%、0.22%、0.16%）相对丰度随添加量上升显著下降，均为嗜盐、嗜碱性菌属[25-26]。有机物分解细菌RB41（0.41%、0.45%、0.16%）、Tumebacillus（0.72%、1.62%、0.90%）[27]和产酸菌Fonticella（0.81%、0.83%、0.44%）[22]相对丰度随添加量上升呈先上升后下降趋势。耐盐植物促生长细菌Ammoniphilus（0.72%、0.60%、0.92%）[28]和Catellatospora（0.27%、0.19%、0.21%）[29]相对丰度随添加量上升呈下降后上升趋势。稻壳热解炭处理组（T1、T2、T3）Tumebacillus（1.85%、1.90%、3.05%）和RB41（0.47%、0.68%、0.88%）相对丰度随添加量上升显著上升。Gaiella（2.05%、1.58%、1.30%）、Ammoniphilus（0.46%、0.29%、0.23%）、Steroidobacter（0.38%、0.35%、0.27%）、Fonticella（0.44%、0.34%、0.31%）、Ilumatobacter（0.44%、0.34%、0.31%）和Skermanella（0.31%、0.31%、0.25%）相对丰度随添加量上升显著下降。Gemmatimonas（0.52%、0.61%、0.36%）和Catellatospora（0.16%、0.18%、0.10%）相对丰度随添加量上升呈先上升后下降趋势。
2.2 2种生物炭施加对土壤细菌多样性的影响
对土壤细菌群落多样性指数进行分析，结果表明（图2(a)~(c)），2组样本检测到的OTU丰富度（Chao指数，P=0.09<0.1）具有较大差异，生态优势度（Sobs指数，P=0.04<0.05）具有显著性差异。Sobs指数污泥水热炭处理组及稻壳热解炭处理组随添加量的增加均呈先上升后下降趋势；Chao指数污泥水热炭添加组随添加量的增加呈下降趋势，稻壳热解炭添加组随添加量的增加呈先上升后下降趋势。然而，2组样本之间群落多样性指数（Shannon指数，P=0.14>0.05）没有显著性差异。说明生物炭改良盐渍土后群落当中物种组成的种类下降，且群落内物种数量分布更均匀。2种生物炭添加组差异不显著，均是1%的添加量具有较高的多样性。
图 2 不同生物炭添加土壤细菌在属水平上的α多样性和β多样性分析Figure 2. Alpha and beta diversity analysis of bacterial communities主坐标分析（principal co-ordinates analysis，PCoA）（PERMANOVA，R=0.196 4，P=0.003<0.05）显示（图2(d)），生物炭添加和CK的细菌群落之间存在明显的分离，而水热炭和稻壳热解炭处理的细菌群落之间随着添加量的上升细菌群落之间的分离越明显，说生物炭的种类跟添加量均对土壤细菌群落组成产生影响。
2.3 2土壤理化性质的变化与细菌群落结构关联分析
通过vif方差膨胀因子分析，筛选并去除vif>20的环境因子。筛选后的环境因子用于做冗余分析（redundancy analysis，RDA），揭示不同处理土壤样本细菌属水平群落组成与不同环境因子之间的相关性（图3）。结果显示土壤指标全氮、有机碳、pH以及全磷均显著影响土壤细菌群落组成（P<0.05），有机质对土壤细菌群落组成影响较大（P<0.1）。
图 3 细菌群落结构组成与环境因子的RDA分析Figure 3. RDA showing the relationship between environmental parameters and the bacterial community composition生物炭作为一种有机肥料，可以直接为微生物提供碳、氮、磷等营养底物，从而刺激微生物的生长和繁殖。这种养分供给方式不仅提升了微生物的活性，还丰富了其多样性。在对比稻壳热解炭与污泥水热炭这2种不同类型的生物炭时，研究发现污泥生物炭的氮磷质量分数明显高于稻壳热解炭，这为其在促进微生物生长方面提供了独特的优势[15]。维持土壤中氮磷平衡的2个关键菌种Gemmatimonas和Steroidobacter的丰度随着添加量的增加而显著上升。这可能是因为滨海盐渍土pH值偏高，磷是限制碱性土壤中植物生长的主要营养元素。因此，提高磷的有效性成为生物炭添加改良土壤的关键[13]，而污泥水热炭在这方面表现得更为出色。有研究发现，生物炭的添加促进了土壤微生物对有机碳的矿化作用。这意味着生物炭有助于土壤中有机质的分解和转化，从而提高了土壤的养分有效性和肥力[30]。在本研究中，污泥水热炭处理组的有机物分解细菌RB41、Tumebacillu和Fonticella的丰度也出现上升趋势，然而，当添加量达到5%时，丰度出现下降，这可能是由于污泥水热炭中含有的盐分导致土壤全盐量上升，对土壤微生物过程产生了不利影响。
生物炭也可以通过改善盐渍土的理化性质，如降低土壤容重、优化水分特征、调整pH值、降低盐度、提高养分有效性等，为微生物创造了适宜的生存环境。研究表明，在土壤酶活性中起重要作用的微生物种群在低容重土壤中更为丰富[31]。生物炭丰富的孔隙结构可为微生物提供足够的空间进行繁殖和生长，增加土壤中微生物的丰度和多样性。此外，这些孔隙结构还有助于提高微生物对营养物质的吸收和利用，进一步促进了微生物的生长和繁殖。同时，这些孔隙结构还为土壤微生物提供了一个庇护场所，使它们能够免受土壤动物的捕食[32]。需要注意的是，碱化会对土壤微生物过程产生不利影响，如微生物生物量减少等[33]。在本研究中，尽管稻壳热解炭因高石墨化程度和较大比表面积而具有更强吸附能力[15]，但污泥水热炭因其弱酸性特性在降低盐碱土pH值方面表现更优，这显著影响了土壤细菌群落结构及功能，成为两者效果差异的关键所在。
此外，研究发现植物茎根比与土壤细菌群落组成间存在显著相关性（P<0.05）。污泥水热炭不仅通过释放氢离子中和土壤碱性、置换钠离子来改善通透性，还因其富含氮磷而有效促进根系生长[15]。这种生物炭可以通过调控植物根系的发育和根系分泌物的释放，塑造出高效养分循环和具有抗逆性的根际微生物群落。这些微生物群落可以释放渗出物，如可溶性糖和次级代谢物等，作为土壤微生物群落的碳源[34]。施加生物炭后，土壤环境会发生变化，这种变化会影响到土壤中的微生物群落。而微生物群落的变化又会进一步影响土壤养分的分解和转移。这是一个相互影响、相互作用的漫长过程，需要进一步深入探讨土壤细菌群落对污泥水热炭改良盐碱地响应的研究。
2.4 土壤细菌共线性网络差异分析
基于土壤细菌群落属水平的网络分析，本研究深入探究了不同处理组之间潜在的细菌相互作用和差异，结果如图4所示。分析结果显示，不同处理组的细菌网络图存在显著差异（图4(a)~(c)）。具体而言，对照处理（CK）的节点和边的数量分别为79和645，所有节点对之间的平均网络距离（平均路径长度）为2.82条边。同时，其平均聚类系数（即节点如何嵌入到其邻域中，因此它们倾向于聚集在一起的程度）为0.83（图4(d)）。稻壳热解炭处理组的节点、边、平均路径长度和平均聚类系数分别为151、869、2.68、0.38。而污泥水热炭处理组则表现出更多的网络中心节点和边数，分别为165和1 413，其平均路径长度为2.471，平均聚类系数为0.432（图4(d)）。
图 4 不同生物炭添加土壤细菌共线性网络差异分析（属水平）Figure 4. Networks of bacteria on Genus level under different biochar additions相较于稻壳热解炭处理组，污泥水热炭处理组具有更高的网络密度和模块化特征，这暗示着其细菌群落稳定性可能更优。在网络分析中，“中心”是一个非常有用的特征，它指的是微生物组中高度相互连接的节点[35]。这些中心被认为是微生物群落中的关键物种，因为它们的移除可能导致微生物组的组成和功能发生巨大变化[36]。因此，这些中心物种在维护微生物群落稳定性和功能方面起着至关重要的作用。添加稻壳热解炭后，盐渍土的核心微生物菌属并未发生显著变化，然而，核心微生物与卫星菌属之间的联系显著增加。这表明稻壳热解炭可能促进了核心微生物与卫星菌属之间的相互作用和协同进化。这种联系的增加可能有助于增强微生物群落的多样性和稳定性，从而更好地适应盐渍环境；而污泥水热炭的添加不仅增强了核心微生物与卫星菌属之间的联系，还显著增加了核心微生物的菌属数量。盐渍土中原本具有最大节点度（degree）的Bacillus在污泥水热炭处理后其节点度有所降低，而Candidatus_Solibacter、Adhaeribacter、Noviherbaspirillum、Massilia、Pedobacter、Sphingoaurantiacus、Bacillus、P3OB-42等菌属的节点度则有所上升。生物炭具有强大的吸附能力，能够结合多种有机分子，其中许多是非极性的，与细胞间通讯所使用的分子结构相似[37]。在土壤中，生物炭能够吸收那些用于细胞间交流和协调决策的可扩散小分子。通过调控微生物细胞间的信号分子交流，如群感效应等机制[31]，生物炭能够精准地调节微生物群落的种间关系，促进微生物间的互惠共生，维护土壤生态系统的稳定。这种调控作用不仅有助于提升土壤肥力，还可能促进植物的生长和发育。
2.5 土壤细菌PICRUSt2功能预测
生物炭对盐渍土中的细菌群落具有显著影响，不仅能提高细菌的丰度和多样性，还能重塑其群落结构，进而改变了细菌群落的功能特性。据ZHENG等[38]的研究，花生壳生物炭显著增强了盐生植物田菁和锦葵根际及非根际土壤中细菌的丰度和多样性，特别是那些具有固碳功能（如Alphaproteobacteria和Cytophagia）、解磷功能（如Pseudomonas和Bacillus）以及能够缓解盐胁迫（如Pseudomonas）的细菌成为优势菌群。这种变化意味着生物炭不仅为盐渍土中的细菌提供了更多的生存空间和机会，还优化了群落的功能结构，使其更加适应盐渍土的环境压力。YAO等[39]的研究也进一步证实了生物炭在盐渍土改良中的积极作用。他们发现，生物炭的添加可以显著提高土壤中的CAT、碱性磷酸酶活性，以及尿素和蔗糖活性，这些都有助于提升植物在盐碱地上的生长和产量。然而，生物炭对土壤酶的影响是复杂多变的，其活性受到生物炭的施用量、类型以及所施用土壤的性质等多重因素的影响[40]。
如图5所示，随着生物炭添加量的增加，土壤细菌群落中的相关酶发生了适应性变化，这些酶能够促进养分循环并帮助植物提高抗逆性。与对照组CK相比，2种生物炭添加组中的硫氧化通路相关基因SoxC和SoxB均得到了富集。然而，随着生物炭添加量的增加，这2种基因在2种生物炭处理中的变化趋势却截然不同。污泥水热炭添加组中，由于污泥水热炭有机硫质量分数高达0.23±0.04%[15]，远高于稻壳热解炭，使得SoxC和SoxB的丰度均显著增加。而稻壳热解炭（有机硫质量分数未检出）添加组中这2种基因的丰度却呈现出降低的趋势。硫氧化通路的强化使得土壤中能够被植物吸收的有效硫（SO42-形式）[41]含量增加，这不仅有助于改善土壤养分状况，还进一步降低了土壤pH值，从而促进了植物的生长并增强了其抗逆性。此外，污泥水热炭的添加还显著抑制了硫循环中dmdA的累积，并且随着添加量的增加，其丰度呈现显著下降趋势（P<0.05）。然而，稻壳热解炭的添加则促进了dmdA的富集，但同样随着添加量的增加，其丰度也显著下降。由于2种生物炭的添加，土壤容重显著降低，土壤孔隙度则相应增加，这有利于土壤通气性和水分渗透性的改善。这2种生物炭的添加均促进了土壤的硝化过程，但它们在促进硝化作用方面的效果呈现出不同的特点。污泥水热炭因其特殊的制备过程和组成，能够提供更丰富的含氮底物，这为硝化细菌提供了充足的营养来源。随着污泥水热炭添加量的增加，硝化关键基因amoA、amoB和hao的丰度呈现出显著的上升趋势（P<0.05）。硝化作用在污泥水热炭的影响下得到了显著增强，有利于土壤中铵态氮向硝态氮的转化，从而提高土壤中可利用氮的含量。相比之下，稻壳热解炭虽然也在一定程度上促进了土壤的硝化过程，但其效果相对较弱。在硝化强度上，稻壳热解炭添加组虽有轻微提升，但随着添加量的增加，硝化关键基因的丰度却呈现出下降的趋势。在反硝化过程中，关键基因也呈现出相应的变化。具体来说，nirS（P<0.05）和norB（P<0.1）的丰度在污泥水热炭添加组中随着添加量的增加而显著增加。而在稻壳热解炭添加组中，nirS的丰度随着添加量的增加而显著下降，而norB的丰度则呈现出先上升后下降的趋势。此外，对于硝酸盐还原为氨的关键基因nrfA（P<0.05），其丰度在污泥水热炭添加组中随着添加量的增加而显著增加。而在稻壳热解炭添加组中，其丰度与对照组CK相比则略有下降。
图 5 PICRUSt2预测不同生物炭添加土壤细菌中促进养分循环和协助植物抗逆性相关酶的相对丰度Figure 5. PICRUSt2 predicts the relative abundance of enzymes associated with promoting nutrient cycling and assisting plant stress resistance in bacterial communities under different biochar additions在植物生长促进方面，污泥水热炭的添加显著增加了Na+/H+逆向转运蛋白、铁载体合成基因、磷酸酶、抗氧化酶、色氨酸合成酶、3-植酸酶以及吲哚-3-乙酸酰胺的丰度，且这种增加与添加量呈正相关。这显示出污泥水热炭对土壤微生物群落和酶活性的积极影响。相比之下，稻壳热解炭的添加导致这些基因和酶的丰度先降低后上升，但吲哚-3-乙酸酰胺合成基因的丰度则随添加量的增加而下降。许多促进植物生长的根际细菌，具有ACC脱氨酶、IAA生物合成、磷酸酶、铁载体产生、固氮和抗氧化酶，可提高植物的耐盐性[42]。改良后，Na+/H+逆向转运蛋白的增加可以降低微生物Na+的积累，提高微生物的活性。土壤细菌群落通过增加氮硫循环关键基因、铁载体的合成和磷酸酶的分泌来促进植物对硫、氮、磷及铁等营养物质的吸收，从而增强其在盐渍土等不利环境中的适应性和生存能力；通过植物激素吲哚-3-乙酸酰胺及参与生长素生物合成的色氨酸合成酶的分泌刺激植物根系的发育，增加根的数量和长度，从而帮助植物更好地吸收水分和营养物质。这对于在盐渍土等不利环境中生长的植物来说尤为重要，因为发达的根系可以帮助植物更好地适应高盐浓度和低水分含量的环境。
3. 结论
1）不同生物炭添加后土壤中细菌在门属水平上的优势菌未发生变化，但优势菌相对丰度在不同处理间存在明显差异，嗜盐碱的菌的丰度降低，有助于维持土壤细菌组稳定的关键类群丰度升高。
2）多样性分析表明，生物炭改良盐渍土后群落当中物种组成的种类下降，且群落内物种数量分布更均匀，2种生物炭均是1%的添加量具有较高的多样性。
3）RDA分析表明，不同生物炭添加处理滨海盐碱土土壤微生物群落结构存在明显差异，土壤细菌群落分布主要受土壤全氮、有机碳、pH、全磷以及植物茎根比的影响。
4）2种生物炭的施加均显著增加土壤细菌群落稳定性，相较于稻壳热解炭处理组，水热炭处理组具有更多的网络中心节点和边数，显示出更高的网络密度，并且网络具有较高的模块化特征。
5）与稻壳热解炭相比，污泥水热炭添加组根际土壤中的微生物群具有更丰富的促进植物生长和缓解盐胁迫的基因。土壤细菌群落通过铁载体的合成、磷酸酶的分泌以及吲哚-3-乙酸酰胺的分泌等机制，这些微生物与植物建立了独特的共生关系，从而提高了植物在盐渍土不利环境中的生存能力和生产潜力。
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图 3 nCaO2与Fe2+投加量对BTs去除效果的影响
Figure 3. Influence of nCaO2 and Fe2+ dosages on removal efficiency of BTs
图 4 地下水环境pH对BTs去除效果的影响
Figure 4. Influence of groundwater environment pH on removal efficiency of BTs
图 5 地下水中Cl−和HCO3−浓度对BTs去除效果的影响
Figure 5. Influence of groundwater Cl− and HCO3− concentrations on removal efficiency of BTs
图 6 nCaO2在砂柱出水中的相对浓度变化及在介质中的滞留分布
Figure 6. Change in relative concentration of nCaO2 in the sand column effluent and distribution of nCaO2 retained in the porous medium
图 7 BTs在nCaO2连续氧化修复过程中的浓度变化
Figure 7. Changes of BTs concentration during the continuously oxidizing remediation using nCaO2
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