摘要:考察了一种典型的溶解性腐殖质蒽醌-2-磺酸钠(disodium anthraquinone-2-sulfonate，AQS)存在时，典型异化铁还原菌Shewanella oneidensis MＲ-1在厌氧条件下还原含镉聚铁絮体的过程。结果表明:AQS的存在促进了含Cd絮体中Fe(III)的还原，也促进了Cd2+的释放。相比无AQS体系，存在AQS的体系中，Fe2+和Cd2+达到较高浓度的时间均有所缩短，较高浓度也更高;且低浓度AQS的促进效果明显高于高浓度AQS;AQS的存在没有改变二次矿物的种类，仍是针铁矿和磁铁矿，但降低了矿物的结晶度，且AQS浓度越高，改变越明显。存在AQS的体系中，菌体结合的Cd2+更多，且镉的直接释放和间接释放风险均增大，低浓度AQS体系中镉的直接释放风险更大。

0引言

镉是水体、土壤污染中较受关注的重金属元素之一。然而突发性水体镉污染事件时有发生，絮凝是河流镉污染突发事件应急处理的常用手段，如北江镉污染事件中采用的药剂为3000t聚合硫酸铁(polyferricsulphate，PFS)。PFS是一种无机合成高分子物质，在水体中会形成絮体，对重金属有很好的吸附性能。由于絮体的吸附作用，镉从河水中被带离并沉降到底泥中，从而降低水中镉的浓度。但大量镉进入河底沉积物中，其对生态环境的潜在影响亦值得关注。

在底泥等自然厌氧环境中，均广泛分布着异化铁还原菌(dissimilatoryiron-reducingbacteria，DIＲB)，已有大量研究表明:在淹水等天然厌氧环境中，异化铁还原菌可以还原解构三价铁矿物，从而导致其结合的重金属释放。而KneeboneP等研究使用FeCl3对水库中的As进行原位混凝处理后，发现沉入水底的絮体并不稳定，在沉积物中微生物的作用下，As会释放至上层水体中。

PFS是由人工合成的三价铁高分子物质。但Li等发现PFS以及负载Cd的PFS(简称Cd-PFS)也会被DIＲB还原，所以镉污染事故应急处理中，沉入底泥的镉可能会被释放和二次分配。

此外，实际水体沉积物中还存在许多物质，能影响微生物异化含Cd絮体中的Fe(III)还原，如有机物腐殖质等，其分子中含有大量的羧酸、酚羟基、醇羟基、醌基等官能团，能够影响水体中重金属的毒性及其迁移转化。在微生物异化铁还原过程中，腐殖质可作为电子穿梭体，将微生物呼吸产生的电子转移给Fe(III)氧化物或含Fe(III)的矿物。

本文以ShewanellaoneidensisMＲ-1和含Cd絮体为研究对象，选取一种典型的溶解性腐殖质蒽醌-2-磺酸钠(disodiumanthraquinone-2-sulfonate，AQS)，研究不同浓度的AQS对MＲ-1还原溶解含Cd絮体中Fe(III)和Cd释放及其形态分布的影响，并采用XＲD、XPS等表征手段进一步探讨了AQS存在的条件下，S．oneidensisMＲ-1异化铁还原过程的反应机理。

1实验部分

1.1菌种的培养与富集

S．oneidensisMＲ-1的活化、传代和富集培养过程使用牛肉膏蛋白胨培养基，在好氧条件下进行，室温条件下活化二次。将S．oneidensisMＲ-1接种至已灭菌的LB液体培养基中，并置于摇床中(30℃，150r/min)好氧培养18h至对数期;重复上述步骤，进行二次活化。随后，离心收集菌体沉淀(4500r/min，20min，4℃)，用已灭菌的DM培养基清洗2次，随后离心将菌体悬浮于DM培养基中，配成1g/L的菌悬液［10］。其中，LB培养基成分为5g/L牛肉膏，10g/L蛋白胨，5g/LNaCl，固体培养基按1.5%～2%的比例加入琼脂粉。DM培养基［11］的成分为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钠作为电子供体，使用1mol/LNaOH将培养基pH值调至7.26左右。

1.2含Cd絮体的制备

准确称取一定量的聚合硫酸铁(PFS)至干净烧杯中，搅拌溶解后转移至容量瓶中定容，配成一定浓度PFS溶液。然后取20mLPFS溶液加入至500mL的Cd(NO3)2溶液中，用磁力搅拌器快速搅拌混凝，同时向溶液中缓慢滴加5mol/LNaOH溶液，将pH调至7.0左右;等有絮体生成时，将转速调低至300r/min，以防止絮体结构遭到破坏。搅拌结束后，将絮体静置，直至絮体沉降至200mL左右，倒掉上清液，保存絮体备用。

1.3实验设计

实验在操作箱中采用振荡批处理进行。准确量取2mL含Cd絮体和20mL细菌悬液分装至100mL血清瓶中，再添加不同浓度AQS，血清瓶中AQS终浓度分别为0.1mmol/L和1mmol/L;对照组则添加同体积的无菌蒸馏水。同时向血清瓶中不断充入N2，以去除血清瓶顶部的氧气，然后快速将血清瓶用含有丁基硅胶的铝盖密封，较后放置于摇床中(30℃，150r/min)。分别于0，6，24，32，48，72，120，192，312h取样，每个时间点设置3个平行样。

1.4分析方法

Fe2+:从血清瓶中取出部分溶液，经0.22μm滤膜过滤后，采用邻菲罗啉分光光度法测定。Cd2+:从血清瓶中取出部分溶液，经0.22μm滤膜过滤后，再用2%硝酸酸化保存。采用原子吸收分光光度计检测。

固相表征:将血清瓶中样品溶液离心，离心后的固体沉淀用磷酸盐缓冲溶液清洗1次，以去除残留的培养基，然后将离心后的沉淀真空冷冻干燥，分别进行X-射线衍射(XＲD)和X-射线光电子能谱分析(XPS)测试。

Cd形态的提取:在特定时间点将血清瓶中的样品溶液离心，保存上清液测溶液中Cd2+，为F1态;再将离心得到的固体沉淀进行真空冷冻干燥得到固体粉末，采用连续提取法对体系固相中的Cd化学形态进行提取。具体提取步骤如下:

1)F2:可交换态，加20mL0.1mol/LMgCl2溶液(pH=7)至装有固体沉淀的离心管中，振荡提取1h，离心过滤上清液，用2%硝酸保存;再用蒸馏水清洗1次，离心得到的沉淀用于下一步提取。

2)F3:铁氧化物表面结合态，加20mL0.1mol/LHCl振荡提取0.5h，离心过滤上清液，用2%硝酸保存;蒸馏水清洗1次，离心得到的沉淀用于下一步提取。

3)F4:无定形铁氧化物结合态，加20mL0.2mol/L草酸铵避光振荡提取4h，离心过滤上清液，用2%的硝酸保存;蒸馏水清洗1次，离心得到的沉淀用于下一步提取。

4)F5:残渣态，加10mLHNO3-HF-HClO4混合酸微波消解30min，再将消解罐转移至电热板上(180℃)赶酸至近干，定容后过滤上清液，用2%硝酸保存。

为确保提取过程的准确度和精确性，将测得的溶液中Cd2+含量和固相中各形态的Cd含量进行加和，与血清瓶中消解得到的初始Cd总量进行比较。在0.1，1mmol/LAQS体系中，Cd回收率分别为90.07%～109.58%和88.01%～108.32%，证明该提取结果有效。

2结果与讨论

2.1不同浓度的AQS对絮体中微生物Fe(III)还原及Cd释放的影响

图1是溶液中Fe2+浓度随时间的变化曲线。可知:3组实验溶液中Fe2+浓度都是先增大后减小较后基本不变。在无AQS体系中，Fe2+浓度在48h达到较大，为80.52mg/L;而在0.1，1mmol/LAQS体系中，Fe2+浓度分别在24，32h达到较大，依次为145.83，104.27mg/L，分别是无AQS组的1.81，1.29倍;反应至192h，Fe2+浓度基本保持不变，此时还原过程基本结束。同时，在MＲ-1还原含Cd絮体Fe(III)的过程中，有大量的Cd2+释放至溶液中，说明AQS的添加也促进了Cd2+的释放(图2)，且变化趋势与溶液中Fe2+浓度变化趋势相似。在无AQS体系中，反应至48h溶液中Cd2+浓度较大;而在0.1，1mmol/LAQS体系中，Cd2+浓度达到较高所需的时间分别为6，32h。说明体系中AQS的添加能明显促进含Cd絮体中的Fe(III)还原，从而增大了溶液中Fe2+浓度和Cd2+浓度。原因是AQS中含有醌基官能团，醌基可作为电子受体被MＲ-1还原成半醌氢醌，氢醌可将电子转移给含Cd絮体而被氧化成醌基。但1mmol/LAQS体系溶液中Fe2+和Cd2+的浓度反而比0.1mmol/LAQS的体系要低，原因是1mmol/LAQS很出了MＲ-1的耐受范围，抑制了菌体的酶活性、代谢活动弱。而随着反应的进行，3组体系溶液中的Fe2+浓度均有降低，可能是部分生成的Fe2+被吸附或者参与了二次矿物的形成，且细菌表面被生成的二次矿物包裹，菌体活性降低，进一步阻止了微生物对絮体的还原。

将XＲD图谱(图3)与标准卡PDF及相关文献对照可知:3组实验生成的二次矿物均为针铁矿和磁铁矿;对比无AQS体系，0.1mmol/LAQS体系磁铁矿和针铁矿的衍射峰有所减弱，推测低浓度AQS促进了絮体还原，铁和镉的释放速率较快，形成的二次矿物结晶度不如无AQS体系。而在1mmol/LAQS体系中，磁铁矿和针铁矿的衍射峰明显比其他两组弱，原因是矿物表面对AQS具有很强的吸附作用，AQS中含有的有机碳能够干扰Fe(III)的成核和晶体生成，破坏含Fe(III)矿物的结晶度和很精细磁场;说明AQS的添加没有改变二次矿物的种类，但AQS浓度越高，二次矿物衍射峰越弱，结晶度越差。

生成的二次矿物和菌体对Cd2+的吸附作用，导致体系中Cd2+浓度降低。而0.1mmol/LAQS体系由于前期释放Cd2+较多，且随着反应的进行，二次矿物和菌体表面的吸附位点已经达到饱和，所以反应后期Cd2+浓度仍然比其他两组要高。

2.2XPS测试分析

为了解AQS的存在是否影响Cd2+的吸附机理，采用XPS对体系中的C、O、Cd元素进行分析。经过XPSPeak4.1软件分峰处理后，图4a中C1s可拟合出3个峰，其中:284.8eV为C—C/C—H，是表面污染碳［21］，286.2eV为C—OH，是MＲ-1菌表面的醇羟基或醚，287.7eV为C—OOH，是MＲ-1菌表面的羧基;表明MＲ-1菌体表面官能团主要为羧基和醇羟基或醚。从图4b中C1s可以看出:反应平衡后所有体系中C—OH和C—OOH峰面积比均有所降低，说明醇羟基或醚和羧基均参与了反应，而无AQS的体系峰面积比降幅更小，推测由于体系生成的二次矿物较多，增加了溶液中Cd2+的传质阻力，阻挡了菌体表面与溶液中游离离子的络和。图4cO1s中可拟合出3个峰:530.1，530.9，532.2eV分别对应絮体中的Fe-O、MＲ-1菌表面的羧基、醇羟基或醚。图4dO1s中，所有体系在531.1eV处均出现新峰Fe—OH，且有AQS体系的Fe—OH峰面积比略小于无AQS体系，与XＲD分析结果吻合，说明所形成的二次矿物中针铁矿和磁铁矿量(结晶度稍差)少于无AQS体系，且Fe—O发生了一定的位移，其中Fe—O包括未被还原絮体中的Fe—O和二次矿物中的Fe—O;另一个新峰为531.7eV处的Cd—O，且0.1mmol/LAQS峰面积比较大，原因是反应前期释放出来的Cd2+更多，菌体表面有机官能团和二次矿物表面存在大量的羟基位点络合了更多的Cd2+;所有体系中C—OH均发生了一定的位移，结合能均有增加，原因是C—OH中的O含有孤对电子，能与Cd共享电子从而发生配位络合形成Cd—O，从而降低了O原子周边的电子云密度。图4e中Cd3d，404.59eV处为Cd—O，405.4eV处为PFS混凝Cd2+产生的峰［26］。而从图4f中Cd3d可以看出:有AQS体系中Cd—O峰面积比无AQS体系大，与O1s图谱中的Cd—O一致，其中Cd—O包括二次矿物和菌体表面有机官能团结合Cd2+形成的Cd—O。

2.3Cd化学形态分析

由于微生物还原造成了含镉絮体中镉的再分配，而AQS的存在影响了含镉絮体的还原，自然也会影响镉的可迁移性。因此，进一步探讨了在不同浓度AQS存在的条件下镉的化学形态分布。对比无AQS体系(图5a)实验结果［7］，有AQS存在时，各化学形态的变化趋势基本相似，但在反应初期时，有AQS存在的体系F1态(溶解态)(图5b、c)明显高于无AQS体系(图5a)，说明AQS的存在加速了还原过程的进行。初期24h时，有AQS体系的F4、F5态总和(强束缚态)(图5b、c)明显大于无AQS体系(图5a)，而且1mmol/LAQS体系的大于0.1mmol/LAQS体系，应该是由于AQS促进了还原过程，一部分释放出来的Cd2+通过进入晶格或被包埋等形式进入二次矿物中，形成二次矿物束缚态。在反应进行到平衡时(200h后)，1mmol/LAQS体系(图5c)的F4、F5态总和比反应初期有所减少，说明矿物发生了陈化，一部分镉转移到其他形态;而0.1mmol/LAQS体系(图5b)与反应初期相比F4、F5态总和变化不大，但是F5态有所增加，F4态有所减少，应该也是陈化的结果，显然AQS的浓度对陈化影响很大。而无AQS体系(图5a)中F4、F5态总和是明显上升的，说明形成了较稳定的二次矿物;并且有AQS体系中(图5b、c)F4、F5态总和明显低于无AQS体系(图5a)，说明AQS的存在促进了镉的潜在释放。反应平衡期，无AQS体系(图5a)的游离Cd2+浓度较低，而0.1mmol/LAQS体系(图5b)比1mmol/LAQS体系(图5c)要高，说明AQS的存在对镉的直接释放起促进作用，且低浓度AQS促进效果更明显。另外，1mmol/LAQS体系中(图5c)的F3态含量很高，F2态则与其他两体系(图5a、b)差别不大。结合前面XＲD及XPS分析可知:添加不同浓度的AQS，虽然形成二次矿物的种类一样，但矿物的形态、结晶度等显然不同，因此束缚镉的能力也不同，所以AQS的存在对镉的释放风险影响很复杂。大体上可以认为，AQS对镉的直接释放和间接释放都起促进作用，而低浓度AQS更能促进镉的直接释放，增大了镉的潜在释放风险。

3结论

1)腐殖质类AQS可以促进MＲ-1还原絮体中Fe(III)，同时促进絮体中Cd2+的释放。高浓度AQS促进作用明显低于低浓度AQS。

2)在MＲ-1还原溶解含Cd絮体的过程中，伴随着针铁矿和磁铁矿的生成，且AQS的添加并没有改变二次矿物的种类;AQS浓度越高，二次矿物的衍射峰越弱，结晶度越差。

3)三组体系中，Cd2+均与菌体表面活性基团发生了配位络合作用;与无AQS体系，有AQS相比菌体结合的Cd2+略多，低浓度AQS体系结合的Cd2+较多。

4)AQS会影响Cd的结合状态，还原反应达到平衡后，相对于无AQS体系，有AQS体系镉的直接释放和间接释放风险都增大，而低浓度AQS体系中镉的直接释放风险更大。