土壤污染修复中的生物炭-微生物交互作用研究进展

赵淑雯，张倩茹*，张楚晨，冀琳宇，OK Yongsik

（1.北方干旱半干旱耕地高效利用全国重点实验室，北京100081；2.中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，北京 100081；3.高丽大学环境科学与生态工程学部韩国生物炭研究中心，韩国 首尔 02841）

长久以来，土壤重金属和有机物污染一直是困扰全球可持续发展的主要环境问题。随着经济和工农业的高速发展，此类环境问题亟需寻求基础理论和技术层面的突破[1-2]。生物炭作为一种多孔材料，由于其碳含量高并具有丰富的官能团，而成为一种非常有前景的土壤改良剂。它可以改善土壤结构、提高土壤养分含量，已被证明可在土壤改良培肥中发挥作用[3]。生物炭是在有限的氧气环境，且温度相对较低（<700 ℃）时，燃烧生物质而产生的[4]。生物炭的性质在很大程度上取决于原料的类型，其碳含量普遍超过50%[来自粪便（44.3%）、污水污泥（39.6%）和造纸污泥（8.15%）的生物炭除外]，有的材料甚至可达70%~80%；同时呈现出一种芳香族碳结构，包括结晶相和非晶相[5-6]。由于生物炭富有多孔结构和丰富的表面官能团，可以有效降低重金属生物有效性和促进有机污染物降解。合理应用功能生物炭材料，既可以降低污染风险，又能够提高土壤质量[7-9]，是解决各种环境问题“一举两得”的修复策略，并已开展了工程上的应用。

土壤污染微生物修复技术是一种由微生物介导并利用其自身分解代谢作用来降低土壤中有害污染物活性或降解成无害物质的修复技术。它代表了一种可持续、环境友好型的污染物处理方式。由于土壤微生物具有体积小、繁殖快、代谢强、适应性广等优点，在重金属和有机污染土壤修复中显示出良好的应用前景[10]。因此，如何安全且高效地利用微生物修复污染土壤一直是学术和工程界关注的焦点问题。然而，与其他传统修复方法相比，微生物修复效率相对较低，但向土壤中添加生物炭将极大提高微生物的修复效果。因此，我们分别以“biochar/ biochars/biochar and microorganism/microbe interactions/microbial remediation”为关键词（数据源：Web of Science；检索时间：2023 年2 月15 日）；“生物炭/生物质炭/生物碳和微生物”为关键词（数据源：中国知网；检索时间：2023 年2 月15 日），进行了生物炭和微生物相关领域的文献计量学分析，并将所有数据整合分析可知目前世界范围内关于生物炭与微生物的结合研究大多集中在对植物生长、微生物群落影响以及土壤污染物去除等方面，主要探讨了生物炭改善土壤理化性质以及其与微生物的相互作用等科学问题[11]；而我国对生物炭影响土壤酶活性以及微生物群落结构等方面关注较多。据统计近15 年生物炭和微生物相关领域每年论文数量急剧增长，以2022 年论文数量为例，其论文数量是十年前的23 倍，其中中国、美国、澳大利亚和印度等国家对该领域贡献最大。通过对不同年限关键词出现频率分析发现（数据源：Web of Science；检索时间：2023 年2 月15 日），总体频率最高的关键词在2011 年之前几乎没有出现，但在2011 年之后出现了显著增长，甚至出现了关键词和文献数量在量级上的激增；特别是近3 年出现频率较高的关键词分别是“木炭”“土壤”和“土壤污染物”（图1）。

图1 生物炭与微生物领域不同年限关键词趋势图Figure 1 Trend diagram of keywords in the fields of biochar and microorganism with different years

通过对现有文献的总结我们发现，生物炭-微生物间的交互作用在土壤污染修复过程中发挥着至关重要的作用，其中涉及的因素与机制复杂多样，且还存在一些未知和未尽的领域。例如，目前研究发现生物炭可以通过影响土壤聚集、pH、养分保持等方面来改变微生物群落结构；也可以利用其多孔结构为土壤微生物提供一个良好的生存环境，使其相对远离外界污染；还可以利用自身的一些元素为微生物生长提供有机或无机营养[12]。虽然这些研究结果表明生物炭-微生物复合材料在污染土壤修复领域具有广阔的应用前景，但针对不同污染物，特别是一些复合污染场景，如何制备和选择适合的生物炭材料、利用特定微生物或调控微生物群落等都缺乏系统的梳理和总结。因此，本文针对生物炭-微生物交互作用中的关键要素和应用，从生物炭对土壤微生物生长和土壤性质的影响、生物炭对微生物的潜在毒性以及生物炭介导的微生物污染土壤修复应用等方面进行了系统梳理和总结。力求归纳出目前污染土壤修复中生物炭-微生物的交互作用机制，发掘现有研究技术的不足，指出目前研究难点和未来研究方向。

1 生物炭对微生物的作用

生物炭作为一种新型土壤改良剂，其应用能够影响土壤微生物的群落结构，促进相关微生物的生长和活性（图2）[13]。

图2 生物炭对土壤微生物的作用Figure 2 Effects of biochar on soil microorganisms

1.1 提供额外生存环境

研究表明，大多数土壤微生物的直径小于生物炭的平均孔径（>50 nm）[14]。因此，生物炭在热解过程中由于挥发物的流失所造成的粗糙表面和多孔结构，成为了微生物在土壤中附着和繁殖的额外场所。生物炭的大孔隙会影响土壤的通气性和保水性，而生物炭的小孔隙则有利于营养分子的运输，从而有助于微生物的生存与生长。研究显示：细菌也可以直接附着在生物炭内部，以避免土壤污染物对其的毒害，同时增加了细菌丰度，但生物炭对土壤真菌的丰度没有显著影响，这可能是由于真菌菌丝的网状结构导致其流动性减弱[15]。未经生物炭保护而直接接触污染物的微生物细胞会出现收缩或破裂。因此，生物炭可以作为一种优良的载体或屏障来维持微生物的活力，进而提高土壤污染物的去除效率。在重金属污染土壤中添加生物炭能够通过吸附作用降低重金属的毒性，促进重金属沉淀，形成金属-有机配合物[16]。在多环芳烃污染土壤中，微生物在生物炭表面和孔隙内部的定殖具有空间异质性。一方面，由于生物炭对土壤矿物质和有机化合物的吸附，导致生物炭-土壤界面的孔隙被堵塞；另一方面，微生物定殖的稀缺性是由于生物炭中高浓度的矿物盐和多环芳烃对微生物的威胁所导致[15]。此外，真菌菌丝可以穿过生物炭的孔隙，这证实了生物炭可以作为真菌的生存环境[15]。在老化过程中，菌丝和单细胞微生物能够成功地完成对生物炭表面和孔隙的定殖，说明微生物定殖的时间异质性。由于老化生物炭所释放的污染物更少，其创造的环境更有助于细菌和真菌的生长和繁殖，因此，微生物在生物炭中的定殖也受生物炭老化程度的影响。

1.2 提供营养物质

生物炭能促进微生物群落的生长，其原因是生物炭可以为微生物提供所需的营养物质。生物炭提供的可溶性有机物和无机物在其生长过程中被微生物分解和吸收，从而引起微生物群落结构的明显变化，促进微生物群落的增殖。生物炭原料包括含有大量矿物质的木材、秸秆、堆肥和农业废弃物等，这些矿物质在热解后仍存在于生物炭中。C、N、S、P 和K 分别在100、200、375、700~800 ℃时开始转变为气态，这些营养物质会缓慢扩散到土壤中并被微生物利用。因此具有一定灰分的生物炭可以作为生物促进剂，通过增加微生物丰度来达到修复污染土壤的目的[17]。施用生物炭可以显著提高土壤营养元素的比例并改善土壤性质，如土壤钾含量增长了671.43%。生物炭中存在着可被微生物利用的碳，如可为土壤微生物提供养分的溶解性有机碳（DOC）。生物炭作为肥料，其营养物质释放缓慢，但能够给微生物带来持久的好处。生物炭的原料会影响DOC 的组成，原料选择的不同导致了生物炭中DOC 的多样性。研究发现，大豆秸秆生物炭中的DOC 含量（53.8 mg·L-1）高于其他原料生物炭[如污水污泥（17.6 mg·L-1）、花生（21.2 mg·L-1）和稻草（49.7 mg·L-1）]，更有利于微生物生长[18]。此外，生物炭中DOC 的含量也受热解温度的影响。一般来说，高温热解生产过程中产生的生物炭芳构化和冷凝反应会降低其DOC 含量。热解温度较低的生物炭用于土壤改良时，其炭化程度较低，DOC 含量较高，有利于微生物生长。例如，与450 ℃和550 ℃热解的生物炭相比，350 ℃热解的生物炭在结构中含有更多的DOC，可以为土壤微生物提供更充足的养分，促进其生长；同时白菖醇、十六烷酸和十六烷等存在于生物炭表面的可溶性有机成分具有抗菌活性，能够直接影响微生物丰度[19]。

生物炭具有丰富的官能团，通过吸附养分阳离子和无机阴离子为微生物提供养分储备。热解温度、原料选择等条件也会对生物炭表面官能团产生影响，从而影响生物炭的CEC，进而影响其养分供给能力。有研究显示：生物炭CEC 在低温和中温时达到最大值，然后随温度升高而降低。Huff 等[20]研究了以松木为原料，在300、400 ℃和500 ℃不同热解温度下制备的生物炭，其CEC 分别为13.47、8.99 mmol·kg-1和5.79 mmol·kg-1。分析CEC 下降原因可能是因为芳香碳氧化和生物炭官能团还原的结果。也有一些研究呈现相反的结果，即生物炭CEC 随着热解温度的升高而升高，例如以狗牙根（Cynodon dactylon L.）为原料，在400、600 ℃和800 ℃不同热解温度下制备的生物炭，其CEC 分 别 为51.2、71.4 cmol·kg-1和94.8 cmol·kg-1[21]。同时，不同原料制备的生物炭的CEC 也有所不同，虽然它们的表面官能团分布相似，但脂肪族COOH、C—O 和C—H 基团数量差异较大，从而导致CEC 不同，影响养分供给能力。此外，生物炭具有多孔结构和高比表面积，可以吸附土壤养分供给微生物，并富含更多的氧气和空气含量，从而刺激土壤有机质分解[22]。

1.3 改善原有栖息地

土壤是绝大多数微生物的主要栖息地，能够为微生物提供碳源和氮源等生存要素。生物炭与土壤物质之间的复杂相互作用使其成为一种可用于改善土壤结构并促进微生物活性的“土壤-微生物黏合剂”。多孔生物炭通过改变生物炭与土壤颗粒之间的间隙，增加土壤孔隙度，从而使微生物有更多的活动空间[22]。生物炭还可以通过促进土壤聚集来提高土壤碳的储存和稳定性，为微生物提供更充分的营养物质。此外，生物炭的添加可以增加土壤pH值，从而有助于增加微生物群落多样性。根据不同原料和热解条件制备的生物炭具有不同的CEC，因此不同CEC的生物炭对土壤CEC 的改善程度也会有所不同[23]。生物炭改性可以增强土壤酶活性，从而提高土壤质量和养分有效性[24]。因此，在土壤中添加生物炭可以调节土壤性质，以获得更有利于微生物生存的环境，从而影响微生物活性和群落结构。生物炭对原有栖息地土壤性质的改善将从土壤团聚性、pH、CEC 和土壤酶活性四个方面进行讨论。

1.3.1 改善土壤团聚性

土壤团聚体是土壤结构的基本组成部分，在提高土壤有机碳（SOC）方面发挥着重要作用。生物炭可以促进植物根系的生长，从而有助于形成利于土壤稳定的土壤团聚体，而土壤团聚体的形成，提高了土壤团聚度和有机质含量，进而促进了微生物的生长。微生物群落对土壤聚集至关重要，生物炭改良剂加强了土壤团聚体与微生物之间的联系[25]。研究表明，添加生物炭会促进土壤团聚体数量随有机碳含量和微生物活性的增加而增加。虽然土壤中作为改良剂的生物炭可以在不同程度上提高土壤团聚性，然而土壤团聚性的具体变化仍然高度依赖于原料、热解温度和生物炭用量等具体条件[26]。

具有不同化学成分的生物炭原料是影响土壤聚集的重要属性。研究表明，使用牛粪生物炭改良砂壤土可以促进大团聚体的形成，这是因为高碳氮比生物炭有利于真菌的生长，且较高的微生物活性能促进形成大团聚体的黏合剂，从而提高团聚体聚合的稳定性[27]。生物炭在不同热解温度下释放的某些单价离子对土壤团聚的影响不同（如与350 ℃相比，650 ℃热解温度下生产的禽粪生物炭显著提高了土壤Na+吸附比，从而减少了砂壤土中团聚体的形成）。与高温（>600 ℃）制备的生物炭相比，低温（<300 ℃）制备的生物炭更有利于土壤团聚体的产生和稳定，这是由于生物炭与土壤矿物质或微生物之间的强烈相互作用所导致的，表现为H/C、O/C比和土壤微生物量碳的增加[27]。土壤团聚体的稳定性和有机碳含量也会受到生物炭施用量的影响。随着生物炭量的增加，土壤小团聚体含量先增加后减少，而大团聚体含量无明显变化。研究表明，使用生物炭改良土壤后，土壤大团聚体组分数量增加，土壤团聚体稳定性显著提高。与微团聚体相比，大团聚体和小团聚体的有机碳含量在生物炭的影响下明显增加。因此，可以通过提高土壤团聚体的稳定性和SOC含量改善土壤结构，为微生物的生长创造良好的生存条件[28]。

1.3.2 增加土壤pH值

大量研究表明，土壤pH值对微生物群落的数量、种类和活性有明显影响。在大多数情况下，生物炭存在碱性灰分、碳酸盐以及热解过程中产生的可交换碱性阳离子，因此呈碱性，将其添加至土壤中可以有效提高土壤pH 值[29]。研究表明，生物炭的加入可使酸性土壤pH值升高，改善土壤的酸碱度，为微生物生长提供适宜的pH 条件[30]。生物炭引起的土壤pH 值升高程度一般随热解温度升高而升高，这是由于酸性官能团和挥发性有机化合物（VOCs）数量减少，碳酸盐和碱性灰分含量增加。此外，由于生物炭的结构包括带负电荷的苯酚和羟基，可以与土壤溶液中的H+离子结合，引起土壤pH 值升高，修正酸性土壤，避免土壤再酸化[30]。因此，土壤pH 值可以快速指示生物炭改良后土壤的化学状态。在酸性土壤中施用碱性生物炭，适度提高土壤pH值，可导致重金属变得不易溶解和迁移，进而降低其对土壤微生物的影响和生物有效性。El-Naggar 等[31]研究表明，生物炭改良后土壤pH 值升高，可加速Cd 与生物炭表面的氢氧化物基团络合或沉淀，使其生物有效性降低。土壤pH 值的升高也有利于重金属从可交换态（EX）和碳酸盐结合态（CB）转化为铁锰氧化物结合态（OX）、有机物质结合态（OM）和残余态（RS），这意味着重金属从不稳定组分向难降解组分的转变。例如，Qu 等[32]表明，中性土壤中添加硫铁功能生物炭（BC-Fe-S）可使土壤环境呈碱性，有助于金属阳离子与带负电荷的BC-Fe-S结合，形成RS 组分等稳定络合物，有效去除重金属Pb和Cd。细菌和真菌对土壤pH 值的变化反应不同，细菌对pH 值的耐受范围通常比真菌更窄。因此，微小的pH 值变化可能会对细菌产生更大的影响，从而影响整个微生物群落。在柑橘生产中使用生物炭改良剂会改变土壤中的优势菌群，即从变形菌门（Pro⁃teobacteria）转变为酸杆菌门（Acidobacteria）和绿弧菌门（Chloroflexi）[33]。此外，在非中性土壤pH 条件下能够产生N2O 的细菌丰度显著低于近中性pH 条件下的细菌丰度，而在酸性条件下真菌的丰度增加[34]。

1.3.3 提高土壤CEC

土壤CEC 是土壤的基本理化性质之一，表明土壤能够保留可交换性阳离子（K+、Ca2+、Mg2+）的能力[35]。CEC 对土壤中养分和污染物的有效性、土壤结构稳定性、土壤肥力和土壤缓冲能力具有重要影响。通过使用特殊CEC 的生物炭改良剂，可以显著提高土壤CEC，有助于养分保留和减少淋滤作用。研究发现，添加生物炭会增加土壤CEC，其效果取决于生物炭本身的CEC（表1）。例如，在350、450 ℃和750 ℃下热解的甘蔗渣生物炭的CEC 分别为4.6、1.8 mmol·kg-1和1.3 mmol·kg-1。上述生物炭的添加导致土壤CEC 从16.0 mmol·kg-1分别变为18.5、14.7 mmol·kg-1和13.1 mmol·kg-1，表明土壤CEC 受到生物炭CEC 的影响[36]。此外，pH 在3~7 之间时生物炭具有负的Zeta电位，并随着pH 的增大而增大。生物炭通过酸性芳香碳氧化形成的官能团可以吸附土壤溶液中的H+，从而保持土壤中的碱性阳离子[35]。由此可见，生物炭改良酸性土壤能够提高土壤pH 值，增强K+、Ca2+和Mg2+的保存能力，通过减少与H+竞争的碱性阳离子淋滤来提高土壤CEC。

表1 生物炭对土壤CEC的影响Table 1 Influence of biochar on soil CEC

1.3.4 增强土壤酶活性

土壤中的酶活性在土壤生化反应、养分释放和储存、土壤结构和性质等方面起着关键作用。与其他土壤变量相比，土壤酶活性对外来土壤干扰和微生物量碳（MBC）反应敏感，因此，常被作为土壤质量和表征微生物变化的指标。生物炭的应用提高了MBC 和土壤酶活性，如脲酶、碱性磷酸酶和脱氢酶，而不会对水解酶和氧化酶等酶的活性产生负面影响，表明其具有改善土壤条件以增强土壤微生物活性的能力[24]。Zhang 等[24]研究表明，施用生物炭可以通过其丰富的N、P 含量，降低了盐渍土的pH 值，碱性磷酸酶、过氧化氢酶、脲酶等酶活性，从而改善土壤质量。

生物炭改良土壤中酶活性的变化取决于底物和酶与生物炭的相互作用：（1）生物炭对底物或酶的吸附影响底物与酶的接触；（2）生物炭对土壤性质的改变化会影响酶活性[41]；（3）生物炭释放的小分子可以作为特定酶的变构调节剂。不同孔隙度和比表面积的生物炭也对酶活性具有影响。生物炭的孔隙率和比表面积越高，其附着的官能团越容易吸附底物或酶，从而阻止底物和酶的直接接触。此外，生物炭的类型也会影响土壤酶活性[42]。例如，将三种由不同原料（黑松、禽肉屑和肉牛粪便）制成的生物炭添加到土壤中时，粪便生物炭改良的土壤中酯酶、β-葡萄糖苷酶和N-乙酰-β-D-葡萄糖胺酶的酶活性最高[43-44]。

2 生物炭对微生物的潜在毒性

从制备生物炭的有机溶剂或水溶液中可以提取到某些被称为微生物抑制剂的化合物，主要包括苯（木炭热解的主要产物）、甲氧基酚和酚（半纤维素和木质素的热解产物）、羧酸、酮、呋喃[通常为生物炭上吸附的挥发性有机物（VOCs）]和多环芳烃（PAHs）[45]。具体来讲，生物炭的有机溶剂提取物中含有正构烷烃酸、羟基和乙酰氧基酸、苯甲酸、二醇、三醇和酚；而生物炭的水溶液提取物中含有二羧酸、芳香族有机酸和多元醇以及羟基酸、正构烷烃和苯甲酸[46]。生物炭中的VOCs 随原料类型、元素组成、热解温度以及加热条件而变化[47]。研究表明较低温度（300 ℃和400 ℃）下生产的生物炭中多环芳烃、多氯联苯（PCDD）和呋喃（DF）的浓度和对微生物的毒性高于高温下生产的（>400 ℃），这是由于高分子量的多环芳烃更可能在生物质高温热解过程中形成，且比低分子化合物毒性更大[47]。土壤微生物活性对生物炭的不同响应造成了生物炭上吸附的VOCs 种类组成的多样性。尽管生物炭中的VOCs 可以作为某种微生物，如胶质芽孢杆菌（Bacillus mucilaginosus）的碳源[48]，但当一些低分子量含氧VOCs（如酸、醇和羰基化合物）浓度过高时，它们可能会对微生物产生潜在毒性（图3）[47]。VOCs作为一种微生物抑制剂还可能对某些土壤病原微生物产生直接毒性，从而有利于植物生长[46]。然而，这种抑制作用可能并不是针对某种特定的病原菌，而是对整个土壤微生物群落产生影响，其中涉及的剂量-效应关系以及特定菌群的变化均需要进行系统且深入的研究，以便全面评估生物炭应用的环境效益和生态风险。

图3 生物炭对微生物的潜在毒性Figure 3 Potential toxicity of biochars to microorganisms

生物炭在高温热解过程中会产生持久性自由基（PFRs），包括半醌（—C6H6O2）、苯氧基（—C6H5O）、环戊二烯基（—C5H6）和酚类等，这些物质对微生物也能产生毒性[49-50]。PFRs 可在微生物细胞中诱导氧化应激反应，降低细胞内谷胱甘肽（GSH）、谷胱甘肽过氧化物酶（GPx）和超氧化物歧化酶（SOD）的水平，并随着活性氧自由基（ROS）[如羟基自由基（·OH）、超氧阴离子自由基和过氧化氢（H2O2）等]的产生而降低细胞膜完整性[51]。PFRs 也会干扰细胞色素P450（如CYP1A2，一种普遍存在的催化内源性和外源化合物的混合功能氧化酶），并竞争性地抑制外源有机底物的代谢[52]。半醌自由基（·QH）是在燃烧产生的超细颗粒中发现的一种自由基，它可以还原成超氧化物，形成H2O2，其可以在Fe2+和Cu2+等过渡金属离子的存在下发生芬顿（Fenton）反应。Fenton 反应中产生的·OH 能够引起DNA 链断裂，从而导致DNA 损伤。另一方面，生物炭中的PFRs 对有机污染物的降解具有一定的积极影响。生物炭中的PFRs与O2反应以产生·OH；也可以活化H2O2或过硫酸盐分别产生·OH或硫酸根自由基[53-55]。这些自由基可以有效降解2-氯联苯（2-CB）、多氯联苯（PCBs）和邻苯二甲酸二乙酯（DEP）等有机污染物。因此，生物炭自由基对土壤微生物的潜在毒性与其对有机污染物的有效降解是生物炭环境影响评估中需要重点考虑的两个方面。

3 生物炭介导的微生物土壤污染修复应用

生物炭介导的微生物修复技术已被广泛应用于无机（如重金属）和有机（如抗生素、农药、多环芳烃）污染土壤修复中[56-57]。大量研究显示：负载于生物炭上的微生物固定化方法可以显著提高重金属、类金属、苯、多环芳烃、石油烃和抗生素等污染物的去除效率[58-61]。生物炭通过为微生物提供保护性栖息地，并将污染物吸附到表面，而特定的微生物可以针对性降解污染物，从而实现有效的污染修复目标[62]。表2 总结了不同生物炭材料介导的特定微生物去除/生物降解不同污染物的条件、效率及其相关机制，从中不难发现这种修复方法的应用前景越来越受到关注。

表2 通过生物炭-微生物交互作用去除和降解污染物Table 2 Removal and biodegradation of contaminants through biochar-microbe interactions

3.1 影响生物炭介导的微生物污染修复因素

生物炭具有粗糙的表面、良好的自由能、表面电荷和疏水性，因此环境介质中的微生物能够附着在生物炭上[71]。微生物能够与生物炭表面的疏水非极性表面相互作用，并通过形成生物膜渗透至生物炭内部，产生胞外聚合物，形成微生物群落结构[72]（图4）。生物炭中含有的有效碳底物大量转移与流动液体相结合能够调节生物膜的生长和微生物增殖，这有助于打开生物炭堵塞的孔隙，并通过降低碳材料的表面能促进微生物定殖[74]。随着时间的推移，生物炭的风化作用和部分微生物的分解可以为微生物的定殖提供营养来源和栖息地。纳米生物炭颗粒由于其高比表面积和表面功能性，有助于增强微生物的定殖效果[75]。干旱条件下生物炭的保湿特性能够提高某些降解污染物的微生物存活率[76]。因此，生物炭可以通过提供营养物质和作为生物膜支撑物直接改善微生物群落结构，也可以通过缓解周围的恶劣环境间接影响微生物种类。生物炭生产过程中形成的新有机物质也可能影响特定微生物的定殖[77]。例如，发现生物炭中VOCs 的存在会通过影响氨氧化细菌来改变土壤硝化过程[78]。此外，老化生物炭由于其结构性质的显著改变，也会加强微生物的定殖[79]。

图4 生物炭-微生物复合物形成和有机污染物去除的各种机制的示意图[73]Figure 4 Schematic diagram showing various mechanisms of biochar-microorganism complex formation and organic contaminant removal[73]

生物炭和酶之间的弱范德华力可能导致酶的解吸/浸出，从而限制了催化电子转移过程对有机污染物的生物修复[80]。相反，通过交联或反应基团（如柠檬酸/戊二醛/甲醇）的参与将酶固定在生物炭上有助于对硝基苯酚、棕榈酸酯和双氯芬酸的水解和降解[81]。五氯酚的脱氯和脱氢酶活性的增强与微生物细胞外电子转移过程有关[82]。微生物群落的建立和酶反应也可能受生物炭的自由基控制。由C—C 和C—O键断裂的自由基可能对某些微生物诱导的外聚糖酶、几丁质酶、磷酸酶和氨基肽酶的活性产生毒性[77]。随着热解温度的升高（>400 ℃）和时间增加（120~150 min），生物炭中自由基的生成速率将增加，启动电子转移过程，从而促进卡马西平和氯联苯等有机污染物的还原性去除[83]。Luo等[84]的研究表明生物炭自由基对污染物降解的重要性，生物炭相关的氧化还原反应包括生物炭自由基的直接电子供给和其引起的电子源到污染物的间接电子介导。作为电子媒介，生物炭自由基可以接受来自电子源的电子，并将其转移到污染物中，通过改善污染物和微生物之间的电子传递，增强污染物的生物降解。Guo 等[85]研究表明生物炭固定化微生物群落对菲、氯氰菊酯等石油烃类具有较高的降解率（>70%）。无色杆菌（Achromo⁃bacter sp.）、曲霉菌（Aspergillus sp.）、微细菌（Microbac⁃terium sp.）、青霉菌（Penicillium sp.）、节杆菌（Arthro⁃bacter sp.），芽孢杆菌（Bacillus sp.）和潘多拉菌（Pan⁃doraea sp.）在难降解工业污染物和双酚F的矿化和消解中具有重要作用，其中涉及脲酶、过氧化氢酶、β-葡萄糖苷酶和酸/碱性磷酸酶等[77]。Wang 等[86]研究表明细菌群落在催化芳基有机磷酸酯、邻苯二甲酸二辛酯、有机磷阻燃剂和过氯乙烯的酶生物修复中比真菌菌群具有更高的代谢潜力。同样，通过共价键将漆酶固定在纳米生物炭上，可使纺织染料的生物修复效率达到50%~70%。用环氧功能化二氧化硅激活生物炭固定化漆酶可促进酚类化合物的吸附和生物转化[87]。将漆酶固定在纳米生物炭上可使酶具有构象稳定性和热稳定性，提高了酶的催化活性，从而增强了对污染物的去除能力[87]。生物炭固定化酶可以通过促进酶结构的构象变化来提高酶的催化活性和选择性[88]。上述生物修复机制是生物炭表面固定化酶与生物炭的电子转移属性共同作用的结果，这一过程具备进一步研究和优化的可能。

3.2 生物炭介导的微生物复合污染修复应用

环境中通常会出现两种或两种以上污染物共存的情况，这可能会对微生物的污染物转化能力产生多种影响。研究表明，生物炭固定化菌群通过强化生物转化能力可以显著提高环境中共存污染物的降解效率[89]。例如，在芘-Cr（Ⅵ）复合污染土壤中添加由藻酸盐包裹的生物炭-细菌混合菌，可以降解芘的同时降低Cr（Ⅵ）的生物有效性，并增加土著微生物群落的多样性和活性[90]。同样，将PAHs 降解菌（Citrobac⁃ter sp.）固定在生物炭中，能够通过生物炭的固定和生物转化作用将有效Ni稳定化，进而降低Ni的毒性，以提高PAHs 的降解率（图5）。生物炭-细菌复合物的应用增加了土壤微生物和土壤酶活性，并同时对土壤中Ni 和PAHs 这两种污染物进行了联合修复[91]。生物炭-微生物复合材料对复合污染物的降解效率在很大程度上受生物炭的矿物/养分含量、生物质类型、污染物类型和浓度、微生物细胞固定化技术以及曝气和含水量等条件的影响[92]。Liang 等[93]研究表明将菲降解菌固定在富铁生物炭上增加了菲的生物转化率，其中Fe2+和Fe3+共存就像电子穿梭剂一样来回传递电子，促进了菲的降解。载体生物炭的矿物质含量（Ca2+和Mg2+）通过保护细菌免受苯酚降解过程中产生的酸性中间体的影响，协同提高了香茅醇假单胞菌（Pseudomonas citronellosis）对苯酚的降解效率[91]。

共存污染物、生物炭和微生物之间的相互作用会影响生物炭-微生物复合材料的污染物降解效率[94]。在Cd 和As 复合污染土壤中应用纳米磁性生物炭固定化芽孢杆菌（Bacillus sp.），由于细菌和Fe2O3纳米颗粒为Cd和As提供了新的吸附位点，其对Cd的去除效率比原始磁性生物炭提高了230%。吸附在生物炭上的As 为Cd 提供了额外的吸附位点，从而协同加速了Cd 的去除效率[61]。同样，复合污染Fe、Al 和As 的存在也显著提高了生物膜-生物炭复合物对环烷酸的降解效率[95]。当Cr2O2-7浓度为1 mg·L-1和10 mg·L-1时，Cr2O2-7和PAHs的共存显著降低了微生物群落对芘的降解；而加入生物炭后则显著提高了芘的降解效率，分别提高了55%和30%[94]。相反，当土壤中添加1 mg·kg-1Cd 时，生物炭固定化大肠杆菌（Escherichia sp.）对芘的生物降解效率下降[96]。生物炭对Cd 的高吸附亲和力可能增加了Cd 对固定化细菌的毒性，从而减缓了芘的生物转化[97]。因此，虽然生物炭固定化细菌的应用已经取得了一定的成功，但开发符合复合污染去除需求的生物炭-微生物复合材料并探索其作用机制还需要深入研究。

4 结论与展望

近年来，生物炭介导的微生物污染土壤修复技术的崛起是生物炭应用与微生物基础理论有机结合的典范，在复合污染修复实践中具有巨大的开发潜力。然而，关于生物炭对微生物的影响，还有一些其他问题需要考虑。因此，提出未来的研究方向建议：

（1）对生物炭进行适当的改性。如球磨、微波热解和金属负载等，可有效改善生物炭的相关性能。因此需要选择合适的改性方法，充分利用生物炭作为微生物载体和电子介质的特性，促进污染物的微生物降解。

（2）在土壤生物修复过程中，是将负载在生物炭上的特定微生物添加到土壤中，还是通过生物炭的添加来影响土著关键微生物物种的选择和增殖，从而达到最佳的处理效果和经济效益，这方面还需要深入探讨和系统总结。

（3）利用生物炭介导的微生物对复合污染进行修复是未来研究的一个重要领域。生物炭利用自身结构对污染物吸附并将其固定，再通过引入的特定微生物对其进行去除和生物降解是该技术的核心策略，但目前大多数相关研究还局限于实验室规模，中试和场地应用亟需开展和评估。

（4）土壤是微生物的“重要大本营”，特别是复合污染土壤天然存在一些抗性微生物，通过一些微生物学技术将其与生物炭有效结合，可以极大提高复合污染的修复效率。

（5）纳米和胶体生物炭相对原始生物炭具有更高的比表面积、孔体积，更大数量的芳香族表面官能团，以及对污染物更强的吸附能力，但其在实际环境中的应用，特别是与微生物联合修复污染土壤的研究还有待加强。

（6）土壤微生物宏基因组学的发展无疑将是揭示隐藏维度的生物炭-微生物相互作用机制的关键技术，这些相互作用机制是通过生物炭特性与微生物功能协同呈现出来的，探明其在土壤修复中的非均质效应机理需要多学科、多角度、多手段的综合运用。