厌氧土壤中改性生物炭支持的零价铁对硝基苯去除性能和微生物群落的影响

摘要

Lu Hainan $^{1}$ 、Li Peng $^{1, 2}$ 、Li Oingqing $^{1}$ 、Liu Fang $^{1}$ 、Zhou Dong $^{1}$ 、Huang Shenfa $^{3}$ 、Yang Jie $^{1 \otimes}$ & Li Zhiheng $^{4}$

生物炭支持的 ZVI 因其去除地下水和土壤中硝基苯的潜力而受到越来越多的关注。然而，这种材料在提高厌氧地下水中硝基苯的生物还原能力和改变微生物群落方面的能力尚未得到探索。本研究探讨了改性生物炭支撑的零价铁（ZVI）复合材料在厌氧土壤中去除硝基苯的性能和机理。结果表明， $700^{\circ} C$ 生物炭复合材料增强了对硝基苯的去除，并抑制了硝基苯从土壤释放到水相。 $NaOH - 700 - Fe 50$ 对硝基苯的去除率最高，达到 $64.4 %$ 。然而， $300^{\circ} C$ 生物炭复合材料抑制了硝基苯的去除。微生物降解而非 ZVI 介导的还原是去除硝基苯的主要途径。生物炭复合材料改变了微生物群落的丰富度和多样性。ZVI 增强了微生物菌属之间的共生关系，削弱了土壤微生物菌属之间的竞争。总之， $700^{\circ} C$ 改性生物炭复合材料通过增加微生物群落的丰富度和多样性、上调功能基因以及促进电子传递，提高了对硝基苯的去除率。总之，改性生物炭支撑的 ZVI 复合材料可用于土壤修复， $NaOH - 700 - Fe 50$ 是一种很有前景的复合材料，可用于现场修复受硝基苯污染的地下水。

关键词改性生物炭 ZVI 微生物群落硝基苯厌氧土壤

硝基苯是一种典型的硝基芳香族化合物，广泛应用于医药生产、染料生产和农药生产等行业

^{1}

。然而，在生产和使用过程中会产生大量含有硝基苯的废水，如果处理不当，会导致土壤和地下水污染。因此，许多国家已将硝基苯列为重点污染物

^{2}

。美国环境保护局（USEPA）发现，工厂排放的废水中几乎

3 %

都含有超过

100 mg / L

的硝基苯

^{3}

。因此，有必要对受污染场地中含有硝基苯的土壤和地下水进行补救。

许多物理、化学和生物方法，如化学氧化、化学还原、生物降解和吸附

^{4 - 8}

，已被成功用于去除硝基苯。在这些方法中，还原法能更有效地将硝基苯转化为毒性较低的苯胺。零价铁（ZVI）具有还原能力强、比表面积大的特点，被广泛用于去除不同介质中的污染物，如氯化有机污染物、硝基芳香族化合物和重金属

^{9 - 11}

，并已应用于污染物修复领域

^{12, 13}

。但是，仍然存在明显的障碍，例如与以下方面有关的问题

在大规模应用之前，需要克服钝化、聚集和迁移困难等问题。目前，贵金属掺杂、硫化和聚合物负载等改性是提高

{ZVI}^{14 - 16}

性能的好方法。这些改性可以提高 ZVI 的反应活性、稳定性和可注入性，从而提高

^{17 - 19}

对有机污染物的去除效率。

生物炭是一种富碳材料，可在特定温度

{(< 900^{\circ} C)}^{20, 21}

下，通过生物质在有限或无氧条件下的热分解产生。生物炭具有较大的比表面积、丰富的表面官能团和较强的电子传递能力。其多孔结构可使 ZVI 通过吸附、配位、螯合等作用均匀地分散在其表面和孔隙中，从而减缓 ZVI 的聚集和氧化，提高其与目标污染物的反应能力

^{22}

。例如，通过在整个碳微球中均匀分布纳米零价铁（nZVI）颗粒，可以有效防止纳米零价铁（nZVI）的聚集，从而提高对三氯乙烯的去除

^{23}

。此外，Wang 等人合成了用于降解硝基苯酚的生物负载 nZVI 复合材料，发现生物炭可以防止 nZVI 的聚集，促进水溶液中硝基苯酚的降解

^{24}

。此外，化学改性可进一步提高生物炭对 ZVI 的吸附和负载性能，增强其去除有机污染物的能力

^{25, 26}

。碱改性

^{27}

增强了纳米

Pd /

零价铁（

nPd / Fes

）的分散性和热稳定性。虽然人们已经对生物炭支撑的 ZVI 材料在水系统中对有机污染物的去除性能、去除机理和电子传递过程进行了深入探讨

^{28 - 30}

，但关于这些材料去除地下水中硝基苯的有效性的报道还很有限。由于溶解度低，硝基苯很难溶解到水相中，并可能作为地下水长期存在，污染含水层

^{31}

。此外，硝基苯具有较高的疏水性，很容易被土壤颗粒吸附，导致其在土壤相而不是水相中积累。土壤中的污染物可以吸附到生物炭支撑的 ZVI 材料上；这一过程通过吸附、分布和还原影响污染物的去除效率。在修复过程中，ZVI 介导的还原反应速率会逐渐降低，这将影响有机污染物的去除效率和途径，并可能影响微生物群落结构，而微生物群落结构是去除有机污染物的另一个重要因素。因此，探索改性生物炭支撑的 ZVI 对土壤和地下水中硝基苯的修复，研究其去除硝基苯的内在机理是很有意义的。

在受有机化合物污染的土壤和地下水中，生物降解是污染物修复的一个重要因素。生物炭的多孔结构可为微生物提供附着点和有毒化合物的结合点

^{32}

。ZVI 介导的厌氧系统可用于还原和转化各种污染物，并可通过降低氧化还原电位 (ORP) 和酸度

^{33, 34}

为微生物降解创造厌氧条件。例如，在厌氧系统中，生物炭可以改善 Shewanella oneidensis MR-1 对硝基苯的生物还原

^{35}

。此外，生物炭还能稳定 S-nZVI （S-nZVI@BC），与

{nZVI}^{36}

相比，生物炭的厌氧还原硝基苯的性能得到了改善。不过，这些研究都是在播种了厌氧污泥的受控厌氧反应器或纯培养微生物系统中进行的。使用改性生物炭支持的 ZVI 增强生物还原硝基苯的可行性，以及这种材料对厌氧地下水和土壤中硝基苯的去除和微生物群落变化的影响还有待探索。

相对于化学溶剂法需要过量的化学溶液和产生大量的废水

^{37}

，球磨法是一种著名的机械化学技术，具有绿色环保、成本低、操作简单、可大规模生产等优点，是一种应用于复合材料制备的新兴技术

^{38, 39}

。球磨工艺可以增加生物炭的比表面积和孔隙结构，提供更多的活性吸附位点，从而加速有机污染物的去除

^{40, 41}

。此外，球磨过程可以提高氧化铁在生物炭表面的分散性，其中的剪切力可以破坏氧化铁层，从而在 ZVI 表面暴露出新的活性位点

^{42 - 44}

。本研究旨在探讨改性生物炭支撑的 ZVI 材料在厌氧土壤环境中去除硝基苯的性能。同时还分析了复合材料在厌氧土壤条件下去除硝基苯的效果。研究了不同的铁/生物炭比例和改性剂的影响。此外，还研究了实验过程中微生物群落的影响。这项研究为应用改性生物炭支持的 ZVI 复合材料现场去除含水层中的硝基苯提供了新的见解。

材料和方法

材料

硝酸

({HNO}_{3})

、盐酸

(HCl)

和氢氧化钠

(NaOH)

购自国药集团化学试剂有限公司。硝基苯（99%）、ZVI（金属基级，

99.9 %, 100

目）和甲醇（HPLC 级）购自阿拉丁化学试剂有限公司。

改性生物炭的制备

收集小麦秸秆，在

80^{\circ} C

温度下烘干过夜，粉碎并过筛至

< 0.355 mm

。生物质在马弗炉中，在限氧条件下，以 300 和

700^{\circ} C

的温度热解 2 小时。热解加热速率为

10^{\circ} C / \min

。然后，将获得的生物炭样品再次过 0.355 毫米的筛子。

分别采用

HCl, NaOH

和

{HNO}_{3} (2 M)

对原生物炭进行改性，分别为常见的酸性改性、碱性改性和氧化改性工艺

^{45, 46}

。改性剂和原始生物炭的固液比为 1:20（重量/体积）。将混合样品放入玻璃烧杯中，在磁力搅拌器上以 500 rpm 的转速搅拌 4 小时，然后静置 24 小时。重复上述步骤后

在此改性过程中，为确保生物炭的完全改性，用去离子水完全清洗得到的样品，在

80^{\circ} C

下干燥 24 小时，最后过 0.355 毫米的筛子。

合成生物炭支撑的 ZVI

采用球磨法制备改性生物炭支撑的ZVI材料，该方法环保、操作简单、易于批量生产

^{13, 47}

。将 12.00 g 生物炭和一定量的 ZVI

(0.12, 0.24, 0.40, 1.20, 2.4

以及 6.0 g

)

分别以不同的质量比（ZVI:生物炭

= 1 : 100, 1 : 50, 1 : 30, 1 : 10, 1 : 5

和 1:2）放入玛瑙球磨罐中。然后，加入约 314 克氧化锆球研磨珠（2 毫米与 1 毫米氧化锆球的质量比约为

1 : 8)

。材料以 300 rpm 的转速研磨 6 小时。得到的复合材料标记为 XX-T-Y，其中 XX 表示改性剂（

CK, NaOH, {HNO}_{3}

或 HCl），T 表示热解温度（300 或 700），Y 表示 ZVI 与生物炭的质量比（Fe100、Fe50、Fe30、Fe10、Fe5 或 Fe2）。例如，NaOH-700-Fe10 表示在

700^{\circ} C

温度下热解的 NaOH 改性生物炭上支持的 ZVI，其质量比为

1 : 10

（ZVI：生物炭）。所有合成的复合材料都储存在 50 mL 离心管中。

实验程序

去除动力学实验

动力学实验是在厌氧条件下进行的。实验前，所有的水都用

N_{2}

净化 1 小时，以完全去除氧气。在进行动力学实验时，使用带有特氟隆衬里螺旋盖的 22 毫升玻璃瓶，其中装有 20 毫升脱氧水和 0.020 克测试材料。加入

{Na}_{2} {SO}_{4} (0.01 M)

作为背景电解质，以模拟地下水。在每个玻璃瓶中加入硝基苯，使其浓度达到

100 mg / L

。将玻璃瓶放入振荡器中，以 200 rpm 和

25 \pm 1^{\circ} C

的转速摇动。在不添加任何材料的情况下进行空白对照实验。样品在振荡

5 \min, 10 \min, 15 \min, 30 \min, 60 \min, 3 h, 6 h, 12 h, 24 h, 48 h

和 72 小时后进行分析。所有待测样品的上清液均通过

0.22 μ m

过滤器过滤。

从受污染土壤中解吸硝基苯

在装有 20 mL 除氧水的 22 mL 玻璃瓶中加入 1.0 g 受硝基苯污染的陈年土壤（

332.3 \pm 5.6 mg / kg

）和不同量的生物炭材料（土壤重量：材料重量：100:1, 100:3），玻璃瓶装有特氟隆螺旋盖。在脱氧水中加入

{Na}_{2} {SO}_{4} (0.01 M)

作为背景电解质，以模拟地下水。然后，将玻璃瓶放入振荡器中，以 200 rpm 和

25 \pm 1^{\circ} C

的转速振荡 24 小时。上清液随后通过

0.22 μ m

过滤器过滤，以作进一步分析。

厌氧土壤中的硝基苯去除实验

在 250 mL 棕色玻璃样品瓶中加入 100.0 g 受硝基苯污染的陈年土壤（

2.9 \pm 0.07 mg / kg

）和不同量的生物炭材料（土壤重量：材料重量：100:1，100:3），混合均匀。向玻璃瓶中加入脱氧水，直至水面与瓶口齐平，然后拧紧瓶盖，确保瓶子被牢牢封住。同时，对空白对照进行

γ

辐射灭菌（50 kGy）处理。将所有样品瓶置于

25^{\circ} C

培养箱中，在黑暗中培养 30 天。培养结束后，从瓶中收集土壤和水样，以测定硝基苯的浓度。其他土壤样本用于土壤微生物分析。处理标记为 XX-T-Y-1% 和 XX-T-Y-3%，其中

1 %

和

3 %

表示复合材料的质量添加量。

硝基苯浓度的测定

将土壤样品（2.0 克）放入装有特氟隆螺旋盖的 8 mL 玻璃瓶中，然后加入 4 mL 甲醇进行萃取。涡旋 1 分钟，超声提取 30 分钟，静置 5 分钟，3000 rpm 离心 5 分钟。上清液经

0.22 μ m

过滤器过滤后，转移到 2 mL 色谱瓶中作进一步分析。

使用超高效液相色谱（UPLC）系统（Waters，美国，H 级）测定水相中硝基苯的浓度，色谱柱为 BEH-C18，

(2.1 \times 50 mm, 1.7 μ m)

，紫外检测器波长为 254 nm。流动相为甲醇和水，比例为

60 : 40

，流速为

0.2 mL / \min

。

特征

使用扫描电子显微镜（SEM，日本日立公司，SU8600）和能量色散 X 射线光谱（EDS）对生物炭样品的形态和元素分布进行了表征。傅立叶变换红外光谱（FTIR）（德国布鲁克公司，INVENIO S）分析了生物炭样品中官能团的变化。通过 X 射线衍射（XRD；日本理学公司；SmartLab-9）分析了生物炭样品的晶体结构。生物炭样品的孔隙结构由布鲁纳-艾美特-泰勒（BET）分析仪（MicrotracBEL，日本，BELSIRO-MAX）分析。使用热重分析仪（Netzsch，德国，STA 449 F5）在氮气流下进行热分析（TGA），加热速率为

10^{\circ} C \min^{- 1}

，范围为

30 - 1100^{\circ} C

。

土壤微生物群落分析

为了研究改性生物炭支持的 ZVI 材料对与硝基苯去除和解毒相关的厌氧土壤微生物群落的影响，我们使用以前的方法

^{48}

分析了选定处理土壤中的微生物群落。土壤中的细菌 DNA 是使用快速 DNA 纺丝试剂盒按照制造商的说明提取的，每个样本使用三个重复样本进行定量和鉴定。用 Nano-Drop 2000 分析 DNA 质量和浓度。本研究使用引物 338F （

5^{'}

-ACTCCTACGGAGGCAGCAG-3'）和 806R （

5^{'}

-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3'）进行 PCR 扩增。测序文库按照标准协议在Illumina MiSeq平台上进行成对端测序

(2 \times 300)

。本研究中生成和分析的数据集可从 NCBI SRA 数据库中获取（BioProject 编号：PRJNA1112572）。微生物群落的丰富度和多样性用于分析这些处理中细菌群落的多样性。微生物群落分析的详细计算步骤由 Majorbio 生物医药技术有限公司（中国上海）完成。(中国上海）完成。

数据分析

所有实验数据均来自一式三份的平行样品，以确保准确性。空白样品和回收样品均符合质量标准，确保了方法的可靠性。各处理之间的差异采用 SPSS 20.0 软件进行独立检验。所有统计分析的显著性均设为

p = 0.05

。

结果和讨论

生物炭复合材料的特性

生物炭和生物炭复合材料的 SEM-EDS 图像如图 1 和图 S1 所示。生物炭复合材料呈现出表面粗糙的片状结构和孔隙结构，但

300^{\circ} C

生物炭的孔隙结构没有很好地形成，这表明

700^{\circ} C

生物炭具有更大的比表面积和对 ZVI 的负载能力。球磨后，生物炭复合材料的粒径与原始生物炭相比明显减小，这为 ZVI 颗粒提供了良好的附着位点。根据扫描电镜结果，生物炭复合材料的粒度约为

1 μ m

，ZVI 均匀地附着在生物炭表面，这进一步表明生物炭复合材料的制备是成功的。这种分散行为可以大大提高 ZVI 的反应活性，减少聚集。这一结果与通过液相还原

^{49}

合成的 nZVI/BC 的结果相似。

不同生物炭复合材料的 BET 结果见表 S1。

NaOH - 700 - Fe 50

的总表面积、微孔表面积和中孔表面积最高，分别为

394.36, 505.81

和

162.38 m^{2} / g

，其次是

NaOH - 700 - Fe 30

和

HCl - 700 - Fe 50

，而CK-700-Fe10的总表面积、微孔表面积和中孔表面积分别为221.6、226.2和

185.7 m^{2} / g

。球磨增加了生物炭复合材料的比表面积，这归因于研磨球的挤压作用

^{50}

。ZVI 的负载降低了生物炭复合材料的比表面积，这可能是由于 ZVI 占用了样品的微孔。ZVI 的附着改变了样品的形态，形成了较大的孔隙和蓬松的结构

^{51}

。

图 1.不同生物炭复合材料的 SEM-EDS 分析。

生物炭和生物炭复合材料的 XRD 图谱如图 2 a 所示，

S 2.2 θ = {26.5}^{\circ}

是生物炭的特征衍射峰，

2 θ = {44.7}^{\circ}, {65.0}^{\circ}

和

{82.3}^{\circ}

是铁的晶面特征衍射峰。检测到了与生物炭和

Fe (0)

相对应的衍射峰，表明生物炭复合材料合成成功。同时，随着 ZVI 的加入，铁的衍射峰强度逐渐增加（图 S2）。

生物炭和生物炭复合材料的傅立叶变换红外光谱见图 2 b 和 S3。- OH和N-H基团

^{52}, C = O

和

C = C

基团

^{53}

、

C = C

和

C - O

基团

^{54}

是生物炭复合材料的常规官能团，出现在

3441 {cm}^{- 1}, 3129 {cm}^{- 1}, 1620 {cm}^{- 1}, 1400 {cm}^{- 1}

和

1105 {cm}^{- 1}

处。生物炭复合材料在

480 {cm}^{- 1}

和

1580 {cm}^{- 1}

处的峰归因于

Fe - O

拉伸振动，这进一步表明了生物炭和

{ZVI}^{55, 56}

的成功合成。

图 S6 显示了小麦秸秆和生物炭的热降解行为。从

30^{\circ} C

到

1100^{\circ} C

，小麦秸秆的重量损失逐渐减少，表明小麦秸秆随着温度的升高而分解。小麦秸秆的脱水反应（图 S6a）发生在

30^{\circ} C

到

135^{\circ} C^{57}

之间，在

250 - 400^{\circ} C

开始脱溶，这强烈暗示了脱水反应，并证实了半纤维素和纤维素

^{58}

的分解。然后，在

400 - 700^{\circ} C

处开始缓慢减重，表明热稳定的炭形成开始发展，这是由于半纤维素、纤维素和木质素

^{59}

发生了类似的热降解。对于

300^{\circ} C

生物炭材料（图 S6b 和 d），在

30 - 300^{\circ} C

开始出现轻微失重，在

300 - 500^{\circ} C

出现快速失重，这可能是半纤维素和纤维素分解的结果。对于

700^{\circ} C

生物炭材料（图 S6c、e、f、g 和 h），在

30 - 1100^{\circ} C

处出现缓慢失重，表明

700^{\circ} C

生物炭材料比

300^{\circ} C

生物炭材料和小麦秸秆具有更高的热稳定性。

生物炭复合材料对硝基苯的动力学和解吸作用

为了研究这些生物炭复合材料是否可以通过还原过程去除硝基苯，如图 S4 所示，对 ZVI/C 比为

1 / 10

和

1 / 2

的改性生物炭支撑 ZVI 复合材料进行了硝基苯去除试验。低含铁量的生物炭处理（ZVI/C 比

= 1 / 10

）对硝基苯的去除率更高，这可能是由于生物炭对硝基苯有较强的吸附作用，导致硝基苯富集度更高。在相同的 ZVI 负载下，

{HNO}_{3}

改性抑制了硝基苯的去除；然而，HCl 和 NaOH 改性增强了硝基苯的去除。这可能是因为

{HNO}_{3}

改性生物炭基质抑制了硝基苯的吸附，而 HCl 和 NaOH 改性增强了硝基苯的吸附

^{60}

。当铁负载率为

1 / 10

时，实验后未检测到苯胺等中间产物，这可能是由于苯胺不稳定或含量微量。然而，当铁负载量为

1 / 2

时，苯胺被检测到，盐酸改性生物炭复合材料（HCl-700-Fe2）的苯胺浓度最高（

1.33 mg / L

），其次是 NaOH -

700 - Fe 2 (0.52 mg / L), CK - 700 - Fe 2 (0.08 mg / L)

和

{HNO}_{3} - 700 - Fe 2 (< 0.01 mg / L)

。硝基苯在

HCl - 700 - Fe 2

和

NaOH - 700 - Fe 2

中的还原效率分别为

10.4 %

和

3.9 %

。这些结果表明，这些生物炭-ZVI 材料对硝基苯的去除主要依靠吸附作用，HCl 和 NaOH 改性促进了硝基苯的还原，而

{HNO}_{3}

改性阻碍了硝基苯的还原。此外，还可以推断出，当

Fe / C

比率为

1 / 50

时，在去除过程中检测不到苯胺。

进行了解吸实验，以研究添加生物炭复合材料是否会影响受污染土壤中硝基苯的解吸。水溶液中硝基苯的浓度如图 S5 所示。高浓度硝基苯污染土壤经不同生物炭材料改良的系统达到解吸平衡后，在

18.9 mg / L

处的对照中观察到的硝基苯浓度最高，其次是 BC-300-1% (

14.5 mg / L

) 和 BC-300-Fe

50 - 1 % (11.3 mg / L)

处理，其中包括在

300^{\circ} C

处制备的生物炭。此外，

700^{\circ} C

生物炭复合处理中的硝基苯浓度明显低于土壤和

300^{\circ} C

生物炭复合处理中的硝基苯浓度。硝基苯的解吸附量随着

700^{\circ} C

和

300^{\circ} C

生物炭的用量的增加而减少。

图 2.生物炭和不同生物炭复合材料的 XRD 图样和傅立叶变换红外光谱。

增加。与 CK-700-Fe50-3% 处理

(0.02 mg / L)

中的硝基苯解吸量相比，

NaOH - 700 - Fe 50 - 3 %

和

HCl - 700 - Fe 50 - 3 %

处理（

< 0.01 mg / L

）中的硝基苯解吸量减少，而

{HNO}_{3} - 700 - Fe 50 - 3 %

处理

(0.19 mg / L)

中的硝基苯解吸量增加，这表明 HCl 和 NaOH 改性抑制了硝基苯的解吸，而

{HNO}_{3}

则促进了硝基苯的解吸。

硝基苯的去除和残留含量

土壤中硝基苯的去除结果以及水和土壤中硝基苯的残留浓度见图 3。受污染土壤中硝基苯的去除率依次为

BC 6 > BC 5 > BC 3 > BC 4 > BC 8 > BC 2 > BC 7 > Control > BC 1 > BC 9

。BC6 处理对土壤中硝基苯的去除率最高（

64.42 %

），其次是 BC5 处理（

64.39 %

），明显高于对照组（

50.30 %

）。这些结果表明，盐酸和 NaOH 改性增强了生物炭复合材料对硝基苯的去除。BC 1 和 BC9 处理对硝基苯的去除率低于对照，说明

700^{\circ} C

改性生物炭复合材料可促进土壤中硝基苯的去除；但

300^{\circ} C

改性生物炭复合材料抑制了土壤中硝基苯的去除。在以前的研究中，亚硝基苯和苯羟胺通常被认为是硝基苯的还原中间体

^{3, 36}

。然而，本研究并未检测到这些中间体，这可能是由于这些中间体不稳定，也可能是由于它们的含量微乎其微。与 BC 2 和 BC 3 相比，BC 7 和 BC 中添加了更多的复合材料，从而提高了硝基苯的去除率。

如图 3 所示，BC 1 和 BC 9 处理中水中硝基苯的残留浓度高于对照组，表明

300^{\circ} C

改性生物炭复合材料促进了土壤中硝基苯的解吸。其他处理中水中硝基苯的残留浓度均低于对照组，表明

700^{\circ} C

改性生物炭复合材料抑制了土壤中硝基苯的解吸或促进了水相中硝基苯的去除。土壤中残留的硝基苯浓度在 BC9 处理中最高，其次是

BC 1

和对照处理。其他处理的土壤中残留的硝基苯浓度明显低于对照。这些结果表明，

700^{\circ} C

改性生物炭复合材料促进了土壤中硝基苯的去除，而

300^{\circ} C

改性生物炭复合材料则抑制了硝基苯的去除。此外，BC6 处理的硝基苯残留量最低，其次是 BC5 处理，说明 HCl 和 NaOH 改性增强了生物炭复合材料对土壤中硝基苯的去除效果。此外，还分析了土壤和水相中硝基苯的残留比例，如图 S7 所示。土壤相中硝基苯的残留比超过了

80 %

，说明硝基苯的去除主要发生在土壤而不是水相中。在 BC5 处理中，土壤中的硝基苯残留率最低，其次是 BC6 处理，这可能是由于土壤中的硝基苯去除率提高了。

微生物群落

对选定处理组中的土壤微生物群落进行了分析，以研究微生物对硝基苯去除效果的影响。微生物多样性指数见表 S2。处理组的覆盖指数接近 1，表明细菌序列的数量完全代表了细菌群落的数量（表 S2）。与对照组相比，其他处理的香农指数、香农ven 指数和 Chao 1 指数都有所提高，表明生物炭复合材料可以提高土壤中细菌群落的多样性和群落均匀性。高生物多样性和群落均匀性可以增强生态稳定性，从而使系统具有较强的环境抵抗力。

图 3.不同处理中硝基苯的去除率。对照：土壤；

BC 1 : CK - 300 - Fe 50 - 1 %; BC 2

：CK-700-Fe50-1%；BC3：CK-700-Fe50-3%；BC4：

{HNO}_{3} - 700 - Fe 50 - 3 %

; BC5: HCl-700-Fe50-3%; BC6: NaOH-700-Fe50-3%; BC7：BC7：CK-700-1%； BC8：CK-700-3%； BC9：CK-300-1%。

^{61}

。与单独使用生物炭相比，生物炭复合材料对微生物多样性没有显著影响，但修复效率更高。因此，需要进一步分析细菌群落的结构和组成，以研究微生物对有机污染物修复的影响。

对微生物群落进行了主坐标分析（PCoA），如图 S8 所示。PCoA 对微生物群落组成的贡献率为

82.59 %

，这可以解释微生物群落的动态变化。在 PCoA 矩阵中，对照组的位置与其他处理不同，表明添加生物炭复合材料可改变微生物群落组成。如图 S9 和 S10 所示，在不同处理中，微生物在门和科一级的相对丰度存在显著差异。主要的细菌门有：变形菌门、固着菌门、放线菌门、革囊菌门、类杆菌门、绿菌门、酸性菌门、粘球菌门、串珠菌门和蓝藻门。在门的层次上，对照组的主要分类群为固着菌门、变形菌门、革囊菌门和放线菌门，其相对丰度分别为

51.3 %, 21.5 %

、

8.8 %

和

5.5 %

。在对照组中，固相菌是优势菌门，相对丰度为

51.3 %

，高于其他处理。蛋白质细菌是添加处理中的优势菌门，在 BC8 中的丰度最高，为

44.5 %