-
生物炭是有机质在不完全燃烧过程中形成的有机残留物[1]，其水溶性部分称之为溶解性黑碳（dissolved black carbon，DBC），易在环境中迁移转化[2]。每年全球河流DBC通量约为27 Tg-C，是每年全球大气沉降直接向海洋输入的可溶性生物炭量（约为1.8 Tg-C）的10倍以上[3]。DBC在河流等主要地表水环境中普遍存在，约占淡水体系中溶解性有机碳10.6%，是天然溶解性有机质（dissolved organic matter, DOM）的重要组分。太阳光是全球碳循环的重要驱动力，影响DBC的光化学转化和有毒有害物质的环境行为[4-5]。
作为DOM的重要组分，DBC中的芳香羧基、羟基和羰基等发色基团可吸收太阳光介导产生活性氧物种（reactive oxygen species，ROS），如激发三重态DBC（3DBC*），单线态氧（1O2），羟基自由基（·OH）和超氧自由基（O2·−）[6-9]。与DOM光介导产生ROS比，DBC可高效介导产生3DBC*、1O2和O2·−，如DBC光致3DBC*、1O2的量子产率分别是国际腐殖酸协会天然DOM标准品的2—3倍和10倍以上[10-15]。Zhou等研究表明DBC和天然DOM均可促进水中17β-雌二醇的光降解，其激发三重态是促进17β-雌二醇光降解的主要活性物种，但DBC的光介导降解作用更高效，这是由于体系中3DBC*的稳态浓度远高于3DOM*[14]。相比于DOM分子，DBC结构具有更高的芳香性、较多的羰基和醌基等氧化性基团和较少酚羟基等还原性基团。研究发现DOM光诱导3DOM*和1O2的产生能力与其结构芳香性和羰基含量呈现正相关。对DBC而言，随着热解温度的升高（250—600℃），其溶解性有机碳组分和极性酸性官能团含量不断减少，芳香化程度不断增强[16]。由此推断，作为DOM的重要组分，DBC的结构差异也影响其光化学活性和光致产生ROS的能力，但对于DBC结构特征与其光诱导ROS产生能力的关系尚不明确。
本研究选取小麦秸秆生物质在200℃、300℃、400℃、500℃和600℃温度下无氧热解制备的DBC作为研究对象，采用自然太阳照射，研究了不同热解温度下DBC产生ROS能力差异，并采用表征DOM光化学结构的参数[SUVA254 （254 nm处的紫外吸光系数）、E2/E3 （254 nm和365 nm处吸光度的比值）、S275-295 （275—295 nm的光谱斜率）、S350-400 （350—400 nm的光谱斜率）、SR （S275-295和S350-400的斜率比值）]来研究DBC的结构特征和3DBC*量子屈服系数（fTMP），单线态氧量子产率（
$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ ）之间的构-效关系。 -
2,4,6-三甲基苯酚（TMP，纯度98%）、糠醇（FFA，纯度98%）、对苯二甲酸（PTA，纯度98%）、2-羟基对苯二甲酸（2-HTC，纯度98%）、吡啶（光谱纯）购自J&K Scientific公司。乙腈（ACS级）、甲醇（ACS级）购自美国Sigma公司。XTT钠盐（分析纯）、氢氧化钠（分析纯）、硫酸（分析纯）购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司。超纯水由超纯水机（18.25 MΩ·cm，南京欧凯环境科技有限公司）制备。
-
本研究的DBC生物质来源为小麦秸秆。先将小麦秸秆用纯水洗净，去除表面附着的灰尘，剪成小段并风干24 h。风干后的生物质在电热鼓风干燥箱（SB—5200D，北京市永光明医疗仪器有限公司）80 ℃下干燥12 h，以去除水分。使用高速粉碎机将干燥后的生物质粉碎成细粉，并过100目筛子筛滤收集。生物质粉末在管式炉中无氧热解，其中从室温升温至热解温度的速率为5℃·min−1，热解温度分别为200、300、400、500、600℃，到达热解温度后持续热解时间3 h并自然冷却。自然冷却后的生物炭粉末避光保存于干燥箱中。将5 g生物炭与500 mL超纯水在500 mL烧杯中搅拌混合，并在100 W的水浴超声仪中进行超声处理1 h。生物炭悬浮液通过0.45 μm玻璃滤膜过滤，保存在棕色聚乙烯瓶中，于4℃冷藏避光备用。
-
将装有反应溶液的石英管（内径为2 cm，高度为16 cm，体积为35 mL）倾斜45°放置在昆明理工大学环境楼楼顶（102°87′E，24°85′N），并置于晴朗日光下的9点至17点进行光解实验。取配置好的反应溶液25 mL加入石英试管，且试管位置随着太阳光方向的变化手动调整，使试管始终面向太阳光。太阳光的总光子辐照度采用露光计法进行测定[17]，其值为2.02×10−7 Einsteins·cm−1·s−1。
光照条件下考察了不同热解温度下DBC的活性氧物种（3DBC*、1O2、·OH和O2·−）生成。分别向用小麦秸秆200℃DBC、300℃DBC、400℃DBC、500℃DBC、600℃DBC配置的反应溶液中添加10 μmol·L−1 TMP（3DBC*探针）、10 μmol·L−1 FFA（1O2探针）、10 μmol·L−1 PTA（·OH探针）、100 μmol·L−1 XTT钠盐（O2·−探针）。本研究所用实验的DBC浓度为10 mg·L−1，实验中的溶液均使用0.1 mol·L−1 H2SO4和NaOH调节至pH=7，使用的pH计为雷磁PHS-3E。以上每组光解实验重复3次并设置暗对照。
采用Agilent 1260HPLC（配真空脱气泵、四元泵、柱温箱、自动进样装置和二极管阵列检测器）分析TMP、FFA和2-HTC的浓度，色谱柱为Agilent Eclipse XDB-C18柱（4.6 mm×150 mm，5 μm），进样量20 μL，柱温35℃，流速为1 mL·min−1。TMP的紫外检测波长为220 nm，流动相组成为70%乙腈和30%水，FFA的紫外检测波长为220 nm，流动相组成为40%乙腈和60%水，2-HTC的荧光检测波长Ex=320 nm，Em=420 nm，流动相组成为95%甲醇和5%水[7,9-10,12-13,18]。
采用紫外分光光度计（Thermo Evolvtion201）分析XTT钠盐和不同DBC溶液的吸光度。XTT钠盐的分析波长为475 nm。不同DBC溶液（TOC=10 mg·L−1，pH=7.0）的紫外吸光度扫描波段为200—700 nm.
-
SUVA254表示DBC在254 nm处的紫外吸光系数，E2/E3和E4/E6分别是其在254、365 nm和465、665 nm处的吸光度比值（m−1）[8,10,18-19]。S275-295和S350-400计算如下[20]：
式（1）中，a（λ）为在波段λ处的吸光度。SR为S275-295和S350-400的比值。
量子产率
$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ 计算方程如下：式中，
$ E_{p,{\rm{tot}}}^0 $ 是对硝基苯甲醚（PNA）的总光子辐照度（Einsteins·cm−1·s−1）；k’PNA是PNA的准一级速率常数（s−1）；[PNA]0是PNA溶液的初始浓度（mol·L−1）；l是PNA溶液的光程长（cm）；ρλ是光在波长λ处的光强；ελ是PNA的摩尔光吸收系数；ΦPNA是PNA的量子产率，实验中为0.000348；z是溶液的光程长（cm）；$ R_{a,{\rm{tot}}}^E $ 是溶液的总能量吸收速率[19]；k’FFA是FFA的准一级速率常数（s−1）；Ra是溶液的光吸收速率；kd是1O2的一级瞬态失活常数，为2.4 × 105 s−1；kFFA是FFA和1O2的速率常数，为1.2 × 108 mol·L−1·s−1[18,21-23]。量子屈服系数fTMP计算过程如下：
式中，k'是TMP损失的准一级速率常数（s−1）；kTMP是3DBC*和TMP反应的速率常数（mol·L−1·s−1）；[3DBC*]ss是3DBC*的稳态浓度（mol·L−1）；ΦT是3DBC*的量子产率；kd,t是3DBC*淬灭的一级速率常数和准一级速率常数的总和。
-
以往研究表明DOM的光谱参数与其结构特征密切相关，可用于表征DOM的光化学活性。DBC作为DOM的重要组分，光学性质有诸多类似之处，为此测定了不同热解温度下DBC的光谱参数。表1列举了不同热解温度DBC的光谱参数，SUVA254、E2/E3、S275-295、S350-400和SR。随着热解温度的升高，SUVA254值明显下降，说明低温热解的DBC较于高温热解的DBC可吸收更多的太阳光。这可能与高温热解致使DBC中的芳香C═C键和C═O键的不断减少有关[24-28]。此外，DOM的光吸收还与分子大小有关[29]。通常分子量越大，DOM吸光度越高[30]。与分子量大小呈反比的SR值，随温度升高而不断增大，也证明了DBC分子量随热解温度升高而减少。因此，低温热解的DBC比高温热解的DBC具有更大的分子量，具有更强的吸光能力。E2/E3值不仅与分子量呈负相关，还与DOM内部的电子转移能力呈正相关[31]。E2/E3值先上升后下降，在400℃达到最大值。S275-295是测定DOM木质素含量的可靠指标[20]，S350-400是指示DOM脂肪族的重要指标。S275-295值也是先上升后下降，但在500℃DBC达到最大值；S350-400值是逐渐减少。已有文献发现，生物炭C—C键长度随着热解温度从500℃升至700℃而减少，表明了升温期间脂肪碳向芳香碳的转化[32]。而本研究中，随着温度的升高，S350-400也是总体不断减少，说明DBC的脂肪族含量在不断减少。
-
3DOM*是表层水体中重要的氧化性中间体，且是诸多ROS的前体物，故采用激发三重态探针2,4,6-三甲基苯酚（TMP）研究了太阳光照射下DBC光致产生3DBC*的能力。在探究DBC光诱导3DBC*产生实验中，TMP仅与3DBC*反应，且在光照条件下几乎不会发生自身光降解，所以在本实验中根据溶液中TMP的降解速率差异比较不同热解温度DBC光诱导3DBC*产生情况。如图1a所示，在太阳光照下，TMP的浓度在所有DBC溶液中都显著减少，表明DBC光致产生的3DBC*是TMP光解的主要活性物种。热解温度对DBC影响TMP光解显著，中低温条件下（200—400℃），TMP更容易被3DBC*氧化降解，200℃、300℃和400℃热解DBC溶液的kobs,TMP值分别为0.266、1.453、0.831 h−1，在300℃热解条件下TMP降解最快；而高温热解产生的DBC对TMP光解影响较弱，500℃和600℃热解DBC溶液的kobs,TMP分别为0.043 h−1、0.023 h−1。为研究不同热解温度DBC光致3DBC*的产生能力，计算了其屈服系数（描述量子产率）。根据公式（6）可知，3DBC*屈服系数不仅与kobs,TMP有关，还取决于DBC的光吸收速率。由图1b可知，300℃和400℃热解DBC具有较高的3DBC*屈服系数，而200℃热解DBC的屈服系数较低，这是由于其具有较强的吸光能力（图2）。前人研究报道E2/E3值较高的DOM有利于光致产生3DOM*， E2/E3表示DOM分子的芳香性和分子间电子传递能力，较高的E2/E3值代表DOM富含芳香酮和醌等易于产生激发三重态的官能团[33-35]。由表1可知，400℃热解DBC具有最高的E2/E3值3.63，而600℃热解DBC的E2/E3值最小，这与DBC的屈服系数一致。
以往研究报道3DOM*是活性氧物种1O2的前体物，其可通过能量转移给基态氧气（3O2）产生1O2 [36-38]，故3DBC*也可通过能力转移产生1O2。采用1O2的分子探针糠醇（FFA）研究了3DBC*产生1O2的能力，FFA仅与1O2反应，且在光照条件下几乎不会发生自身光降解，所以在本实验中根据溶液中FFA的降解速率差异比较不同热解温度DBC光诱导1O2产生情况。由图3（a）可知，在黑暗条件下DBC对FFA的浓度影响较小，不同热解温度下的kobs,FFA分别为0.64×10−3、3.11×10−3、2.32×10−3、0.52×10−3、1.54×10−3 h−1，其中300℃DBC和400℃DBC在暗反应下可略微促进FFA的降解。前人在对梧桐生物炭光化学性质的研究中发现，梧桐生物炭含有持久性自由基，致使在黑暗中也能产生1O2、O2·−等活性氧自由基，且对磺胺二甲基嘧啶的降解有一定的影响[39]。所以300℃和400℃DBC在暗反应中的略微促进现象，可能是因为300℃和400℃DBC在该温度下更容易生成持久性自由基，并于黑暗条件下与FFA反应。在光照条件下，不同热解温度下DBC的kobs,FFA分别为0.063、0.039、0.031、5.93×10−3、6.71×10−3 h−1。表明DBC可在光照条件下产生1O2，且1O2生成量为200℃>300℃>400℃>600℃>500℃（图3a），但400℃的DBC具有较高的1O2量子产率，说明400℃的DBC光利用效率更高，这与其较高的E2/E3值是吻合的（表1）。高的E2/E3值说明该温度下DBC芳香酮、醌等氧化性组分较高而酚羟基等还原性基团较少，该结构减弱了DBC的分子间的电子转移，强化了3DBC*能量转移到基态氧气生成1O2过程。
-
3DOM*在水中可通过辐射电子产生·OH[36-37]，故研究了不同热解温度DBC产生·OH的能力。采用对羧基苯甲酸作为·OH探针，通过分析·OH与其反应产生的2-羟基对苯二甲酸（2-HTC）的浓度，测定光解体系中·OH的稳态浓度。如图4所示，经过21 h的太阳光照射（样品于早上9点至下午17点光照，第二天和第三天再重复上述光照步骤，非光照时间样品严格避光存放），DBC溶液中2-HTC的浓度有所增加，这说明在太阳光照射下DBC溶液中产生·OH，并与对羧基苯甲酸反应致使2-HTC浓度迅速增加，在5h左右2-HTC生成量达到最大值。之后随着光照时间的增加2-HTC生成量逐渐降低并趋于平缓，可能是由于2-HTC吸收太阳光引发的光解而导致的。由于·OH与对羧基苯甲酸的特异性1∶1反应，故通过2-HTC生成量可估算体系中·OH的稳态浓度，总体来看，·OH的稳态浓度在10−8 mol·L−1量级。200℃热解DBC和300℃热解DBC光致生成产生·OH的浓度较强，其最高稳态浓度分别为0.041 μmol·L−1和0.035 μmol·L−1。低温热解有利于产生醇类、醛类、胺类等还原性组分，分子量较大，供电子能力强，有助于光致电子转移产生·OH[8]。表1显示了低温热解DBC具有较小的与分子量成反比的SR值，意味其强供电子能力和强·OH生成能力。
采用XTT钠盐作为O2·−的反应探针研究了不同热解DBC产生O2·−随时间变化情况。研究报道XTT钠盐易与O2·−反应生成475 nm 处具有强吸光特性的复合物[39-40]。由图5可知，五种DBC光解体系中，XTT-O2·−的生成量均随光照时间增加而增加，其中200℃热解DBC、300℃热解DBC和400℃热解生成O2·−的能力显著高于500℃和600℃热解，且在实验前4小时内O2·−生成较快。DBC在光照条件下能产生O2·−，是因为DBC含有矿物和大量的酚类有机碳，其中矿物具有光活性，能产生O2·−；作为芳香碳一部分的酚类有机碳也能在光照条件下生成O2·−；且有机碳与矿物的协同作用更易促进DBC生成O2·−。对于小麦秸秆500℃DBC和600℃DBC，溶液光照下几乎没有XTT-O2·−生成，说明500℃、600℃高温热解的DBC在光照下不产生O2·−。有研究表明低温热解的生物炭酚类化合物含量较高，苯酚类化合物主要来自于250—400℃热解的生物炭，当生物炭的热解温度上升至500℃时，几乎没有苯酚类化合物的检出[26]。因此低温热解的DBC与高温热解的DBC光照生成O2·−量有很大差距，可能是因为随着热解温度的升高，DBC含氧官能团减少，其中酚类物质含量随着生物炭热解温度的升高而减少[26]。综上，200—600℃热解DBC均能在光照条件下生成3DBC*和1O2、·OH、O2·−等ROS。DBC的光致活性物种的生成能力基本随着热解温度的升高而降低。
-
进一步研究了DBC光学参数和DBC生成ROS能力的关系，选取表1中计算的光谱参数与3DBC*和1O2的量子产率进行拟合，发现E2/E3和fTMP/
$ {\varPhi _{{1_{{{\rm{O}}_2}}}}} $ 呈现较好的相关性（图6）。E2/E3常用来表征DOM的光学特征。已有研究表明E2/E3可以在一定程度上表征DOM的光反应活性，且E2/E3与3DOM*的量子产率呈正比[30,41]。由图6可知，不同热解温度下DBC的E2/E3和fTMP/$ \varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ 均呈正比关系，说明E2/E3可用于表征3DBC*的生成能力，同时1O2也是由3DBC*与氧气能力转移产生，与3DBC*的量子产率同向变化。因此，DBC的E2/E3可能用于表征预测DBC光致产生其激发三重态和1O2的量子产率。 -
（1）3DBC*的探针TMP光解速率随热解温度的升高先增大后减少，在300℃达到最大值；1O2的探针FFA光解速率与热解温度呈反比关系；2-羟基对苯二甲酸（·OH与对苯二甲酸的反应特征产物）稳态浓度在200℃和300℃优于其他热解温度，XTT-O2·−复合物（XTT钠盐与O2·−反应产物）稳态浓度在低温热解区（200—400℃）高于500℃和600℃热解温度。
（2）3DBC*的fTMP值随DBC热解温度变化与TMP光解类似，且在300℃和400℃具有较高的fTMP。
（3）400℃热解DBC具有较高的E2/E3值，说明含有芳香酮、醌类等有利于产生激发三重态的氧化性基团，故具有较高的fTMP； 因为3DBC*是1O2的前体物，400℃热解DBC也具有较高的
$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ ；低温热解DBC具有较小的SR值，说明富含酚羟基等还原性基团，有利于电子转移产生·OH和O2·−。（4）fTMP、
$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ 与E2/E3呈正比关系，可用于预测DBC光致产生3DBC*和1O2的能力。
水中不同热解温度溶解性黑碳的光化学活性
Photochemical activity of dissolved black carbon from different pyrolysis temperature in aqueous solution
-
摘要: 为研究不同热解温度下溶解性黑碳（DBC）光化学活性与其产生活性氧物种的能力，通过自然光照研究了不同热解温度下小麦秸秆DBC光致产生其激发三重态（3DBC*）、1O2、·OH和O2·−的能力，以及DBC光谱参数（SUVA254，254 nm处的紫外吸光系数；E2/E3，254 nm和365 nm处吸光度的比值；SR，S275-295和S350-400的斜率比值）和3DBC*量子屈服系数（fTMP）、单线态氧量子产率（
$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ ）之间的关系. 结果表明，3DBC*的探针2,4,6-三甲基苯酚（TMP）的光解速率随热解温度的升高先增大后减少，在300℃达到最大值；1O2的探针糠醇（FFA）的光解速率与热解温度呈反比关系；2-羟基对苯二甲酸（·OH与对苯二甲酸反应的特征化合物）的稳态浓度在200℃和300℃优于其他热解温度，XTT-O2·−复合物（O2·−与XTT钠盐反应产物）的稳态浓度在低温热解区（200℃—400℃）明显高于500℃和600℃热解温度. 量子屈服系数和量子产率计算表明，3DBC*的fTMP值随DBC热解温度变化与TMP光解呈现类似的趋势，且在300℃和400℃具有较高的fTMP，DBC光谱参数计算发现400℃热解DBC具有较高的E2/E3值，说明该DBC含有芳香酮、醌类等有利于产生激发三重态的氧化性基团，故具有较高的3DBC*量子产率； 因为3DBC*是1O2的前体物，400℃热解DBC也具有较高的1O2量子产率$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ ；低温热解DBC具有较小的SR值，说明该DBC富含酚羟基等还原性基团，有利于电子转移产生·OH和O2·−。fTMP、$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ 和E2/E3的拟合数据表明，fTMP、$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ 与E2/E3呈正比关系，可用于预测DBC光致产生3DBC*和1O2的能力。Abstract: In order to study the photochemical activity of dissolved black carbon (DBC) and its ability to produce reactive oxygen species at different pyrolysis temperatures, the photoinduced capacity of wheat straw DBC to produce its excited triplet (3DBC*), 1O2, ·OH and O2·−, and the relationship between spectral parameters of DBC (SUVA254, absorption coefficient at 254 nm; E2/E3, absorbance ratio at 254 nm and 365 nm; SR, ratio of S275-295 and S350-400), quantum yield coefficient of 3DBC* (fTMP) and singlet oxygen quantum yield ($\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ ) were studied by natural light. The results showed that the photolysis rate of 3DBC* probe 2,4, 6-trimethylphenol (TMP) first increased and then decreased with the increase of pyrolysis temperature, and reached the maximum value at 300℃; the photolysis rate of 1O2 probe furfuryl alcohol (FFA) was inversely proportional to pyrolysis temperature; the steady state concentration of 2-hydroxyterephthalic acid (characteristic compound of ·OH reaction with terephthalic acid) at 200℃ and 300℃ were better than that at other pyrolysis temperatures and the steady state concentration of XTT-O2·− complex (reaction product of O2·− with XTT sodium salt) at low temperature pyrolysis zone (200—400℃) was significantly higher than that at 500℃ and 600℃. The calculation of quantum yield coefficient and quantum yield showed that the value of fTMP varied with the DBC pyrolysis temperature, which showed a similar trend to TMP photolysis, and had a higher value of fTMP at 300℃ and 400℃. The calculation of DBC spectrum parameters found that DBC pyrolysis at 400℃ had a higher values of E2/E3, indicating that the DBC contains aromatic ketones, quinones and other oxidizing groups which are conducive to the generation of excited triplet state, so it has a higher quantum yield of 3DBC*; because of 3DBC* was a precursor of 1O2, DBC pyrolysis at 400℃ also had the higher value of rate of$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ ; Low temperature pyrolysis DBC had a small value of SR, indicating that the DBC was rich in reducing groups such as phenolic hydroxyl, which is conducive to the generation of ·OH and O2·− by electron transfer. The trend fitting diagrams of fTMP,$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ and E2/E3 showed that fTMP and$\varPhi_{1_{{{\rm{O}}_2}}} $ were positively proportional to E2/E3, which can be used to predict the photoinduced capacity of DBC to produce 3DBC* and 1O2.-
Key words:
- dissolved black carbon /
- photochemistry /
- optical properties /
- reactive oxygen species /
- quantum yield
-
-
图 1 不同热解温度下DBC的3DBC*生成能力
Figure 1. Ability of DBC to generate 3DBC* at different pyrolysis temperatures
图 2 不同裂解温度下的DBC的紫外吸收光谱
Figure 2. UV absorption spectrum of DBC under different pyrolysis temperatures
图 3 不同热解温度下DBC的1O2生成能力
Figure 3. Singlet oxygen generation ability of DBC under different pyrolysis temperatures
图 4 不同热解温度下DBC的·OH生成能力
Figure 4. Ability of DBC to generate ·OH at different pyrolysis temperatures
图 5 不同热解温度下DBC的O2·−生成能力
Figure 5. Ability of DBC to generate O2·− at different pyrolysis temperatures
图 6 不同热解温度下DBC的ROS生成能力与E2/E3趋势拟合
Figure 6. Trend chart of ROS generative capacity and E2/E3 from DBC at different pyrolysis temperatures
表 1 不同热解温度DBC的主要光学参数
Table 1. Main optical parameters of DBC at different pyrolysis temperatures
样品 pH TOC/（mg·L−1） SUVA254/（L·mg−1·m−1） E2/E3 S275-295 S350-400 SR 200℃DBC 7.0 10 4.07 3.03 0.011 0.015 0.69 300℃DBC 7.0 10 2.21 3.58 0.016 0.010 1.55 400℃DBC 7.0 10 1.27 3.63 0.019 0.011 1.77 500℃DBC 7.0 10 0.31 3.22 0.024 0.006 4.09 600℃DBC 7.0 10 0.27 2.41 0.013 0.004 3.16 
下载: 导出CSV
-
[1] WAGNER S, JAFFÉ R, STUBBINS A. Dissolved black carbon in aquatic ecosystems [J]. Limnology and Oceanography Letters, 2018, 3(3): 168-185. doi: 10.1002/lol2.10076 [2] 魏晨辉, 付翯云, 瞿晓磊, 等. 溶解态黑碳的环境过程研究 [J]. 化学进展, 2017, 29(9): 1042-1052. doi: 10.7536/PC170444 WEI C H, FU H Y, QU X L, et al. Environmental processes of dissolved black carbon [J]. Progress in Chemistry, 2017, 29(9): 1042-1052(in Chinese). doi: 10.7536/PC170444
[3] JAFFÉ R, DING Y, NIGGEMANN J, et al. Global charcoal mobilization from soils via dissolution and riverine transport to the oceans [J]. Science, 2013, 340(6130): 345-347. doi: 10.1126/science.1231476 [4] FANG G, GAO J, LIU C, et al. Key role of persistent free radicals in hydrogen peroxide activation by biochar: implications to organic contaminant degradation [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(3): 1902-1910. [5] FANG G, ZHU C, DIONYSIOU D D, et al. Mechanism of hydroxyl radical generation from biochar suspensions: implications to diethyl phthalate degradation [J]. Bioresource Technology, 2015, 176(176): 210-217. [6] ZAFIRIOU O C, JOUSSOT-DUBIEN J, ZEPP R G, et al. Photochemistry of natural waters [J]. Environmental Science & Technology, 1984, 18(12): 358A-371A. [7] ZHOU H X, LIAN L S, YAN S W, et al. Insights into the photo-induced formation of reactive intermediates from effluent organic matter: the role of chemical constituents [J]. Water Research, 2017, 112: 120-128. doi: 10.1016/j.watres.2017.01.048 [8] MCKAY G, HUANG W X, ROMERA-CASTILLO C, et al. Predicting reactive intermediate quantum yields from dissolved organic matter photolysis using optical properties and antioxidant capacity [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(10): 5404-5413. [9] BODHIPAKSHA L C, SHARPLESS C M, CHIN Y P, et al. Triplet photochemistry of effluent and natural organic matter in whole water and isolates from effluent-receiving rivers [J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(6): 3453-3463. [10] DU Z Y, HE Y S, FAN J N, et al. Predicting apparent singlet oxygen quantum yields of dissolved black carbon and humic substances using spectroscopic indices [J]. Chemosphere, 2018, 194: 405-413. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.11.172 [11] FU H Y, WEI C H, QU X L, et al. Strong binding of apolar hydrophobic organic contaminants by dissolved black carbon released from biochar: a mechanism of pseudomicelle partition and environmental implications [J]. Environmental Pollution, 2018, 232: 402-410. doi: 10.1016/j.envpol.2017.09.053 [12] WANG H, ZHOU H X, MA J Z, et al. Triplet photochemistry of dissolved black carbon and its effects on the photochemical formation of reactive oxygen species [J]. Environmental Science & Technology, 2020. [13] FU H Y, LIU H T, MAO J D, et al. Photochemistry of dissolved black carbon released from biochar: reactive oxygen species generation and phototransformation [J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(3): 1218-1226. [14] ZHOU Z C, CHEN B N, QU X L, et al. Dissolved black carbon as an efficient sensitizer in the photochemical transformation of 17β-Estradiol in aqueous solution [J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(18): 10391-10399. [15] TIAN Y J, FENG L, WANG C, et al. Dissolved black carbon enhanced the aquatic photo-transformation of chlortetracycline via tripet excited-state species: the role of chemical composition [J]. Environmental Research, 2019, 179(B): 108855. [16] WEI S Y, ZHU M B, SONG J Z, et al. Comprehensive characterization of biochars produced from three major crop straws of China [J]. BioResources, 2017, 12(2): 3316-3330. [17] LASZAKOVITS J R, BERG S M, ANDERSON B G, et al. p-Nitroanisole/pyridine and p-Nitroacetophenone/pyridine actinometers revisited: quantum yields in comparison to ferrioxalate [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 4(1): 11-14. [18] DALRYMPLE R M, CARFAGNO A K, SHARPLESS C M. Correlations between dissolved organic matter optical properties and quantum yields of singlet oxygen and hydrogen peroxide [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(15): 5824-5829. [19] ZEPP R G, SHANK G C, STABENAU E, et al. Spatial and temporal variability of solar ultraviolet exposure of coral assemblages in the Florida keys: importance of colored dissolved organic matter [J]. Limnology and Oceanography, 2008, 53(5): 1909-1922. doi: 10.4319/lo.2008.53.5.1909 [20] FICHOT C G, BENNER R. The spectral slope coefficient of chromophoric dissolved organic matter (S275-295) as a tracer of terrigenous dissolved organic carbon in river-influenced ocean margins [J]. Limnology and Oceanography, 2012, 57(5): 1453-1466. doi: 10.4319/lo.2012.57.5.1453 [21] PETERSON B M, MCNALLY A M, CORY R M, et al. Spatial and temporal distribution of singlet oxygen in lake superior [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(13): 7222-7229. [22] HAAG W R, HOIGNE J. Singlet oxygen in surface waters. 3. photochemical formation and steady-state concentrations in various types of waters [J]. Environmental Science & Technology, 1986, 20(4): 341-348. [23] SHARPLESS C M. Lifetimes of triplet dissolved natural organic matter (DOM) and the effect of NaBH4 reduction on singlet oxygen quantum yields: implications for DOM photophysics [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(8): 4466-4473. [24] MCKNIGHT D M, BOYER E W, WESTERHOFF P K, et al. Spectrofluorometric characterization of dissolved organic matter for indication of precursor organic material and aromaticity [J]. Limnology and Oceanography, 2001, 46(1): 38-48. doi: 10.4319/lo.2001.46.1.0038 [25] XU F C, WEI C H, ZENG Q Q, et al. Aggregation behavior of dissolved black carbon: Implications for vertical mass flux and fractionation in aquatic systems [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(23): 13723-13732. [26] 简敏菲, 高凯芳, 余厚平. 不同裂解温度对水稻秸秆制备生物炭及其特性的影响 [J]. 环境科学学报, 2016, 36(5): 1757-1765. JIAN M F, GAO K F, YU H P. Effect of different pyrolysis temperatures on the preparation and characteristics of bio-char from rice straw [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2016, 36(5): 1757-1765(in Chinese).
[27] 饶潇潇, 方昭, 王建超, 等. 花生壳生物炭的制备、表征及其吸附性能 [J]. 环境科学与技术, 2017, 40(6): 14-18. RAO X X, FANG Z, WANG J C, et al. Preparation, characterization and absorption properties of peanut-shells-derived biochars [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 40(6): 14-18(in Chinese).
[28] 潘萌娇, 孙姣, 贺强, 等. 热解终温和加热速率对棉杆热解生物炭的影响研究 [J]. 河北工业大学学报, 2014, 43(5): 60-66. PAN M J, SUN J, HE Q, et al. The effect of pyrolysis temperature and heating rate on biochar obtained from pyrolysis of cotton stalk [J]. Journal of Hebei University of Technology, 2014, 43(5): 60-66(in Chinese).
[29] ZHOU C Z, XIE Q, WANG J Q, et al. Effects of dissolved organic matter derived from freshwater and seawater on photodegradation of three antiviral drugs [J]. Environmental Pollution, 2020, 258: 113700-113707. doi: 10.1016/j.envpol.2019.113700 [30] HELMS J R, STUBBINS A, RITCHIE J D, et al. Absorption spectral slopes and slope ratios as indicators of molecular weight, source, and photobleaching of chromophoric dissolved organic matter [J]. Limnology and Oceanography, 2008, 53(3): 955-969. doi: 10.4319/lo.2008.53.3.0955 [31] DALZELL B J, MINOR E C, MOPPER K M. Photodegradation of estuarine dissolved organic matter: a multi-method assessment of DOM transformation [J]. Organic Geochemistry, 2009, 40(2): 243-257. doi: 10.1016/j.orggeochem.2008.10.003 [32] XIAO X, CHEN B L. A direct observation of the fine aromatic clusters and molecular structures of biochars [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(10): 5473-5482. [33] JANSSEN E M, ERICKSON P R, MCNEIL K. Dual roles of dissolved organic matter as sensitizer and quencher in the photooxidation of tryptophan [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(9): 4916-4924. [34] BOREEN A L, ARNOLD W A, MCNEIL K. Phtochemical fate of sulfa drugs in the aquatic environment: sulfa drugs containing five-membered heterocyclic groups [J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(14): 3933-3940. [35] LI Y J, WEI X X, CHEN J W, et al. Phtodegradation mechanism of sulfonamides with excited triplet state dissolved organic matter: A case of sulfadiazine with 4-carboxybenzophenone as a proxy [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 290: 9-15. doi: 10.1016/j.jhazmat.2015.02.040 [36] MCNEIL K, CANONICA S. Triplet state dissolved organic matter in aquatic photochemistry: reaction mechanisms, substrate scope, and photophysical properties [J]. Environmental Science Process & Impacts, 2016, 18(11): 1381-1399. [37] POZDNYAKOV I P, SHERIN P S, SALOMATOVA V A, et al. Photooxidation of herbicide amitrole in the presence of fulvic acid [J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2018, 25(21): 20320-20327. doi: 10.1007/s11356-017-8580-x [38] 刘雪石, 乔显亮, 刘远. DOM的光化学活性及其对污染物光解的影响 [J]. 环境科学与技术, 2017, 40(1): 85-94. LIU X S, QIAO X L, LIU Y. Photoreactivity of DOM and its effect on the photo-transformation of pollutants [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 40(1): 85-94(in Chinese).
[39] CHEN N, HUANG Y H, HOU X J, et al. Photochemistry of hydrochar: reactive oxygen species generation and sulfadimidine degradation [J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(19): 11278-11287. [40] LI L L, WANG X J, FU H Y, et al. Dissolved black carbon facilitates photoreduction of Hg(Ⅱ) to Hg(0) and reduces mercury uptake by lettuce (Lactuca sativa L. ) [J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(18): 11137-11145. [41] 马哲, 王杰琼, 陈景文, 等. pH对不同来源溶解性有机质光致生成活性物种量子产率的影响 [J]. 环境化学, 2017, 36(9): 5-11. MA Z, WANG J Q, CHEN J W, et al. Effect of pH on the quantum yield of reactive photo-induced species generated in different sources of DOM [J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(9): 5-11(in Chinese).
-
点击查看大图
图( 6) 表( 1)
计量
- 文章访问数: 3707
- HTML全文浏览数: 3707
- PDF下载数: 122
- 施引文献: 0
