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摘要:考察了一種典型的溶解性腐殖質(zhì)蒽醌-2-磺酸鈉(disodium anthraquinone-2-sulfonate，AQS)存在時(shí)，典型異化鐵還原菌Shewanella oneidensis MＲ-1在厭氧條件下還原含鎘聚鐵絮體的過(guò)程。結(jié)果表明:AQS的存在促進(jìn)了含Cd絮體中Fe(III)的還原，也促進(jìn)了Cd2+的釋放。相比無(wú)AQS體系，存在AQS的體系中，F(xiàn)e2+和Cd2+達(dá)到較高濃度的時(shí)間均有所縮短，較高濃度也更高;且低濃度AQS的促進(jìn)效果明顯高于高濃度AQS;AQS的存在沒(méi)有改變二次礦物的種類，仍是針鐵礦和磁鐵礦，但降低了礦物的結(jié)晶度，且AQS濃度越高，改變?cè)矫黠@。存在AQS的體系中，菌體結(jié)合的Cd2+更多，且鎘的直接釋放和間接釋放風(fēng)險(xiǎn)均增大，低濃度AQS體系中鎘的直接釋放風(fēng)險(xiǎn)更大。

0引言

鎘是水體、土壤污染中較受關(guān)注的重金屬元素之一。然而突發(fā)性水體鎘污染事件時(shí)有發(fā)生，絮凝是河流鎘污染突發(fā)事件應(yīng)急處理的常用手段，如北江鎘污染事件中采用的藥劑為3000t聚合硫酸鐵(polyferricsulphate，PFS)。PFS是一種無(wú)機(jī)合成高分子物質(zhì)，在水體中會(huì)形成絮體，對(duì)重金屬有很好的吸附性能。由于絮體的吸附作用，鎘從河水中被帶離并沉降到底泥中，從而降低水中鎘的濃度。但大量鎘進(jìn)入河底沉積物中，其對(duì)生態(tài)環(huán)境的潛在影響亦值得關(guān)注。

在底泥等自然厭氧環(huán)境中，均廣泛分布著異化鐵還原菌(dissimilatoryiron-reducingbacteria，DIＲB)，已有大量研究表明:在淹水等天然厭氧環(huán)境中，異化鐵還原菌可以還原解構(gòu)三價(jià)鐵礦物，從而導(dǎo)致其結(jié)合的重金屬釋放。而KneeboneP等研究使用FeCl3對(duì)水庫(kù)中的As進(jìn)行原位混凝處理后，發(fā)現(xiàn)沉入水底的絮體并不穩(wěn)定，在沉積物中微生物的作用下，As會(huì)釋放至上層水體中。

PFS是由人工合成的三價(jià)鐵高分子物質(zhì)。但Li等發(fā)現(xiàn)PFS以及負(fù)載Cd的PFS(簡(jiǎn)稱Cd-PFS)也會(huì)被DIＲB還原，所以鎘污染事故應(yīng)急處理中，沉入底泥的鎘可能會(huì)被釋放和二次分配。

此外，實(shí)際水體沉積物中還存在許多物質(zhì)，能影響微生物異化含Cd絮體中的Fe(III)還原，如有機(jī)物腐殖質(zhì)等，其分子中含有大量的羧酸、酚羥基、醇羥基、醌基等官能團(tuán)，能夠影響水體中重金屬的毒性及其遷移轉(zhuǎn)化。在微生物異化鐵還原過(guò)程中，腐殖質(zhì)可作為電子穿梭體，將微生物呼吸產(chǎn)生的電子轉(zhuǎn)移給Fe(III)氧化物或含F(xiàn)e(III)的礦物。

本文以ShewanellaoneidensisMＲ-1和含Cd絮體為研究對(duì)象，選取一種典型的溶解性腐殖質(zhì)蒽醌-2-磺酸鈉(disodiumanthraquinone-2-sulfonate，AQS)，研究不同濃度的AQS對(duì)MＲ-1還原溶解含Cd絮體中Fe(III)和Cd釋放及其形態(tài)分布的影響，并采用XＲD、XPS等表征手段進(jìn)一步探討了AQS存在的條件下，S．oneidensisMＲ-1異化鐵還原過(guò)程的反應(yīng)機(jī)理。

1實(shí)驗(yàn)部分

1.1菌種的培養(yǎng)與富集

S．oneidensisMＲ-1的活化、傳代和富集培養(yǎng)過(guò)程使用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基，在好氧條件下進(jìn)行，室溫條件下活化二次。將S．oneidensisMＲ-1接種至已滅菌的LB液體培養(yǎng)基中，并置于搖床中(30℃，150r/min)好氧培養(yǎng)18h至對(duì)數(shù)期;重復(fù)上述步驟，進(jìn)行二次活化。隨后，離心收集菌體沉淀(4500r/min，20min，4℃)，用已滅菌的DM培養(yǎng)基清洗2次，隨后離心將菌體懸浮于DM培養(yǎng)基中，配成1g/L的菌懸液［10］。其中，LB培養(yǎng)基成分為5g/L牛肉膏，10g/L蛋白胨，5g/LNaCl，固體培養(yǎng)基按1.5%～2%的比例加入瓊脂粉。DM培養(yǎng)基［11］的成分為0.1g/LKCl，0.1g/LCaCl2·2H2O，1.5g/LNH4Cl，7.02g/LNaClO4，6.05g/L哌嗪-1，4-二乙磺酸(1，4-piperazinediethanesulfonicacid，PIPES)，再加入一定量的乳酸鈉作為電子供體，使用1mol/LNaOH將培養(yǎng)基pH值調(diào)至7.26左右。

1.2含Cd絮體的制備

準(zhǔn)確稱取一定量的聚合硫酸鐵(PFS)至干凈燒杯中，攪拌溶解后轉(zhuǎn)移至容量瓶中定容，配成一定濃度PFS溶液。然后取20mLPFS溶液加入至500mL的Cd(NO3)2溶液中，用磁力攪拌器快速攪拌混凝，同時(shí)向溶液中緩慢滴加5mol/LNaOH溶液，將pH調(diào)至7.0左右;等有絮體生成時(shí)，將轉(zhuǎn)速調(diào)低至300r/min，以防止絮體結(jié)構(gòu)遭到破壞。攪拌結(jié)束后，將絮體靜置，直至絮體沉降至200mL左右，倒掉上清液，保存絮體備用。

1.3實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

實(shí)驗(yàn)在操作箱中采用振蕩批處理進(jìn)行。準(zhǔn)確量取2mL含Cd絮體和20mL細(xì)菌懸液分裝至100mL血清瓶中，再添加不同濃度AQS，血清瓶中AQS終濃度分別為0.1mmol/L和1mmol/L;對(duì)照組則添加同體積的無(wú)菌蒸餾水。同時(shí)向血清瓶中不斷充入N2，以去除血清瓶頂部的氧氣，然后快速將血清瓶用含有丁基硅膠的鋁蓋密封，較后放置于搖床中(30℃，150r/min)。分別于0，6，24，32，48，72，120，192，312h取樣，每個(gè)時(shí)間點(diǎn)設(shè)置3個(gè)平行樣。

1.4分析方法

Fe2+:從血清瓶中取出部分溶液，經(jīng)0.22μm濾膜過(guò)濾后，采用鄰菲羅啉分光光度法測(cè)定。Cd2+:從血清瓶中取出部分溶液，經(jīng)0.22μm濾膜過(guò)濾后，再用2%硝酸酸化保存。采用原子吸收分光光度計(jì)檢測(cè)。

固相表征:將血清瓶中樣品溶液離心，離心后的固體沉淀用磷酸鹽緩沖溶液清洗1次，以去除殘留的培養(yǎng)基，然后將離心后的沉淀真空冷凍干燥，分別進(jìn)行X-射線衍射(XＲD)和X-射線光電子能譜分析(XPS)測(cè)試。

Cd形態(tài)的提取:在特定時(shí)間點(diǎn)將血清瓶中的樣品溶液離心，保存上清液測(cè)溶液中Cd2+，為F1態(tài);再將離心得到的固體沉淀進(jìn)行真空冷凍干燥得到固體粉末，采用連續(xù)提取法對(duì)體系固相中的Cd化學(xué)形態(tài)進(jìn)行提取。具體提取步驟如下:

1)F2:可交換態(tài)，加20mL0.1mol/LMgCl2溶液(pH=7)至裝有固體沉淀的離心管中，振蕩提取1h，離心過(guò)濾上清液，用2%硝酸保存;再用蒸餾水清洗1次，離心得到的沉淀用于下一步提取。

2)F3:鐵氧化物表面結(jié)合態(tài)，加20mL0.1mol/LHCl振蕩提取0.5h，離心過(guò)濾上清液，用2%硝酸保存;蒸餾水清洗1次，離心得到的沉淀用于下一步提取。

3)F4:無(wú)定形鐵氧化物結(jié)合態(tài)，加20mL0.2mol/L草酸銨避光振蕩提取4h，離心過(guò)濾上清液，用2%的硝酸保存;蒸餾水清洗1次，離心得到的沉淀用于下一步提取。

4)F5:殘?jiān)鼞B(tài)，加10mLHNO3-HF-HClO4混合酸微波消解30min，再將消解罐轉(zhuǎn)移至電熱板上(180℃)趕酸至近干，定容后過(guò)濾上清液，用2%硝酸保存。

為確保提取過(guò)程的準(zhǔn)確度和精確性，將測(cè)得的溶液中Cd2+含量和固相中各形態(tài)的Cd含量進(jìn)行加和，與血清瓶中消解得到的初始Cd總量進(jìn)行比較。在0.1，1mmol/LAQS體系中，Cd回收率分別為90.07%～109.58%和88.01%～108.32%，證明該提取結(jié)果有效。

2結(jié)果與討論

2.1不同濃度的AQS對(duì)絮體中微生物Fe(III)還原及Cd釋放的影響

圖1是溶液中Fe2+濃度隨時(shí)間的變化曲線。可知:3組實(shí)驗(yàn)溶液中Fe2+濃度都是先增大后減小較后基本不變。在無(wú)AQS體系中，F(xiàn)e2+濃度在48h達(dá)到較大，為80.52mg/L;而在0.1，1mmol/LAQS體系中，F(xiàn)e2+濃度分別在24，32h達(dá)到較大，依次為145.83，104.27mg/L，分別是無(wú)AQS組的1.81，1.29倍;反應(yīng)至192h，F(xiàn)e2+濃度基本保持不變，此時(shí)還原過(guò)程基本結(jié)束。同時(shí)，在MＲ-1還原含Cd絮體Fe(III)的過(guò)程中，有大量的Cd2+釋放至溶液中，說(shuō)明AQS的添加也促進(jìn)了Cd2+的釋放(圖2)，且變化趨勢(shì)與溶液中Fe2+濃度變化趨勢(shì)相似。在無(wú)AQS體系中，反應(yīng)至48h溶液中Cd2+濃度較大;而在0.1，1mmol/LAQS體系中，Cd2+濃度達(dá)到較高所需的時(shí)間分別為6，32h。說(shuō)明體系中AQS的添加能明顯促進(jìn)含Cd絮體中的Fe(III)還原，從而增大了溶液中Fe2+濃度和Cd2+濃度。原因是AQS中含有醌基官能團(tuán)，醌基可作為電子受體被MＲ-1還原成半醌氫醌，氫醌可將電子轉(zhuǎn)移給含Cd絮體而被氧化成醌基。但1mmol/LAQS體系溶液中Fe2+和Cd2+的濃度反而比0.1mmol/LAQS的體系要低，原因是1mmol/LAQS很出了MＲ-1的耐受范圍，抑制了菌體的酶活性、代謝活動(dòng)弱。而隨著反應(yīng)的進(jìn)行，3組體系溶液中的Fe2+濃度均有降低，可能是部分生成的Fe2+被吸附或者參與了二次礦物的形成，且細(xì)菌表面被生成的二次礦物包裹，菌體活性降低，進(jìn)一步阻止了微生物對(duì)絮體的還原。

將XＲD圖譜(圖3)與標(biāo)準(zhǔn)卡PDF及相關(guān)文獻(xiàn)對(duì)照可知:3組實(shí)驗(yàn)生成的二次礦物均為針鐵礦和磁鐵礦;對(duì)比無(wú)AQS體系，0.1mmol/LAQS體系磁鐵礦和針鐵礦的衍射峰有所減弱，推測(cè)低濃度AQS促進(jìn)了絮體還原，鐵和鎘的釋放速率較快，形成的二次礦物結(jié)晶度不如無(wú)AQS體系。而在1mmol/LAQS體系中，磁鐵礦和針鐵礦的衍射峰明顯比其他兩組弱，原因是礦物表面對(duì)AQS具有很強(qiáng)的吸附作用，AQS中含有的有機(jī)碳能夠干擾Fe(III)的成核和晶體生成，破壞含F(xiàn)e(III)礦物的結(jié)晶度和很精細(xì)磁場(chǎng);說(shuō)明AQS的添加沒(méi)有改變二次礦物的種類，但AQS濃度越高，二次礦物衍射峰越弱，結(jié)晶度越差。

生成的二次礦物和菌體對(duì)Cd2+的吸附作用，導(dǎo)致體系中Cd2+濃度降低。而0.1mmol/LAQS體系由于前期釋放Cd2+較多，且隨著反應(yīng)的進(jìn)行，二次礦物和菌體表面的吸附位點(diǎn)已經(jīng)達(dá)到飽和，所以反應(yīng)后期Cd2+濃度仍然比其他兩組要高。

2.2XPS測(cè)試分析

為了解AQS的存在是否影響Cd2+的吸附機(jī)理，采用XPS對(duì)體系中的C、O、Cd元素進(jìn)行分析。經(jīng)過(guò)XPSPeak4.1軟件分峰處理后，圖4a中C1s可擬合出3個(gè)峰，其中:284.8eV為C—C/C—H，是表面污染碳［21］，286.2eV為C—OH，是MＲ-1菌表面的醇羥基或醚，287.7eV為C—OOH，是MＲ-1菌表面的羧基;表明MＲ-1菌體表面官能團(tuán)主要為羧基和醇羥基或醚。從圖4b中C1s可以看出:反應(yīng)平衡后所有體系中C—OH和C—OOH峰面積比均有所降低，說(shuō)明醇羥基或醚和羧基均參與了反應(yīng)，而無(wú)AQS的體系峰面積比降幅更小，推測(cè)由于體系生成的二次礦物較多，增加了溶液中Cd2+的傳質(zhì)阻力，阻擋了菌體表面與溶液中游離離子的絡(luò)和。圖4cO1s中可擬合出3個(gè)峰:530.1，530.9，532.2eV分別對(duì)應(yīng)絮體中的Fe-O、MＲ-1菌表面的羧基、醇羥基或醚。圖4dO1s中，所有體系在531.1eV處均出現(xiàn)新峰Fe—OH，且有AQS體系的Fe—OH峰面積比略小于無(wú)AQS體系，與XＲD分析結(jié)果吻合，說(shuō)明所形成的二次礦物中針鐵礦和磁鐵礦量(結(jié)晶度稍差)少于無(wú)AQS體系，且Fe—O發(fā)生了一定的位移，其中Fe—O包括未被還原絮體中的Fe—O和二次礦物中的Fe—O;另一個(gè)新峰為531.7eV處的Cd—O，且0.1mmol/LAQS峰面積比較大，原因是反應(yīng)前期釋放出來(lái)的Cd2+更多，菌體表面有機(jī)官能團(tuán)和二次礦物表面存在大量的羥基位點(diǎn)絡(luò)合了更多的Cd2+;所有體系中C—OH均發(fā)生了一定的位移，結(jié)合能均有增加，原因是C—OH中的O含有孤對(duì)電子，能與Cd共享電子從而發(fā)生配位絡(luò)合形成Cd—O，從而降低了O原子周邊的電子云密度。圖4e中Cd3d，404.59eV處為Cd—O，405.4eV處為PFS混凝Cd2+產(chǎn)生的峰［26］。而從圖4f中Cd3d可以看出:有AQS體系中Cd—O峰面積比無(wú)AQS體系大，與O1s圖譜中的Cd—O一致，其中Cd—O包括二次礦物和菌體表面有機(jī)官能團(tuán)結(jié)合Cd2+形成的Cd—O。

2.3Cd化學(xué)形態(tài)分析

由于微生物還原造成了含鎘絮體中鎘的再分配，而AQS的存在影響了含鎘絮體的還原，自然也會(huì)影響鎘的可遷移性。因此，進(jìn)一步探討了在不同濃度AQS存在的條件下鎘的化學(xué)形態(tài)分布。對(duì)比無(wú)AQS體系(圖5a)實(shí)驗(yàn)結(jié)果［7］，有AQS存在時(shí)，各化學(xué)形態(tài)的變化趨勢(shì)基本相似，但在反應(yīng)初期時(shí)，有AQS存在的體系F1態(tài)(溶解態(tài))(圖5b、c)明顯高于無(wú)AQS體系(圖5a)，說(shuō)明AQS的存在加速了還原過(guò)程的進(jìn)行。初期24h時(shí)，有AQS體系的F4、F5態(tài)總和(強(qiáng)束縛態(tài))(圖5b、c)明顯大于無(wú)AQS體系(圖5a)，而且1mmol/LAQS體系的大于0.1mmol/LAQS體系，應(yīng)該是由于AQS促進(jìn)了還原過(guò)程，一部分釋放出來(lái)的Cd2+通過(guò)進(jìn)入晶格或被包埋等形式進(jìn)入二次礦物中，形成二次礦物束縛態(tài)。在反應(yīng)進(jìn)行到平衡時(shí)(200h后)，1mmol/LAQS體系(圖5c)的F4、F5態(tài)總和比反應(yīng)初期有所減少，說(shuō)明礦物發(fā)生了陳化，一部分鎘轉(zhuǎn)移到其他形態(tài);而0.1mmol/LAQS體系(圖5b)與反應(yīng)初期相比F4、F5態(tài)總和變化不大，但是F5態(tài)有所增加，F(xiàn)4態(tài)有所減少，應(yīng)該也是陳化的結(jié)果，顯然AQS的濃度對(duì)陳化影響很大。而無(wú)AQS體系(圖5a)中F4、F5態(tài)總和是明顯上升的，說(shuō)明形成了較穩(wěn)定的二次礦物;并且有AQS體系中(圖5b、c)F4、F5態(tài)總和明顯低于無(wú)AQS體系(圖5a)，說(shuō)明AQS的存在促進(jìn)了鎘的潛在釋放。反應(yīng)平衡期，無(wú)AQS體系(圖5a)的游離Cd2+濃度較低，而0.1mmol/LAQS體系(圖5b)比1mmol/LAQS體系(圖5c)要高，說(shuō)明AQS的存在對(duì)鎘的直接釋放起促進(jìn)作用，且低濃度AQS促進(jìn)效果更明顯。另外，1mmol/LAQS體系中(圖5c)的F3態(tài)含量很高，F(xiàn)2態(tài)則與其他兩體系(圖5a、b)差別不大。結(jié)合前面XＲD及XPS分析可知:添加不同濃度的AQS，雖然形成二次礦物的種類一樣，但礦物的形態(tài)、結(jié)晶度等顯然不同，因此束縛鎘的能力也不同，所以AQS的存在對(duì)鎘的釋放風(fēng)險(xiǎn)影響很復(fù)雜。大體上可以認(rèn)為，AQS對(duì)鎘的直接釋放和間接釋放都起促進(jìn)作用，而低濃度AQS更能促進(jìn)鎘的直接釋放，增大了鎘的潛在釋放風(fēng)險(xiǎn)。

3結(jié)論

1)腐殖質(zhì)類AQS可以促進(jìn)MＲ-1還原絮體中Fe(III)，同時(shí)促進(jìn)絮體中Cd2+的釋放。高濃度AQS促進(jìn)作用明顯低于低濃度AQS。

2)在MＲ-1還原溶解含Cd絮體的過(guò)程中，伴隨著針鐵礦和磁鐵礦的生成，且AQS的添加并沒(méi)有改變二次礦物的種類;AQS濃度越高，二次礦物的衍射峰越弱，結(jié)晶度越差。

3)三組體系中，Cd2+均與菌體表面活性基團(tuán)發(fā)生了配位絡(luò)合作用;與無(wú)AQS體系，有AQS相比菌體結(jié)合的Cd2+略多，低濃度AQS體系結(jié)合的Cd2+較多。

4)AQS會(huì)影響Cd的結(jié)合狀態(tài)，還原反應(yīng)達(dá)到平衡后，相對(duì)于無(wú)AQS體系，有AQS體系鎘的直接釋放和間接釋放風(fēng)險(xiǎn)都增大，而低濃度AQS體系中鎘的直接釋放風(fēng)險(xiǎn)更大。