摘要:选取Shewanella oneidensis MＲ-1为供试铁还原菌，旨在研究MＲ-1在还原含Cd聚合硫酸铁絮体过程中，絮体中Fe(Ⅲ)还原、Cd释放规律及影响因素。结果表明，扰动可促进絮体中Fe(Ⅲ)还原及Cd释放;絮体中Cd的添加使得Fe(Ⅲ)还原过程中产生的二次矿物主要物相由磁铁矿转变为针铁矿，且Cd浓度的增加导致Fe(Ⅲ)还原率逐渐降低，Cd释放率也逐渐降低;絮体中Fe浓度的逐渐增大同样使得Fe(Ⅲ)还原率逐渐降低，Cd释放率则先增大后减小;腐殖质类模型物质蒽醌-2，6-二磺酸钠的添加可提高絮体中Fe(Ⅲ)的还原率，进而促进Cd的释放。对同一体系或不同体系间的Fe(Ⅲ)还原率及Cd释放率进行线性拟合，结果发现较大的Fe(Ⅲ)还原率能够导致絮体中Cd的更多释放，从而对环境造成更大的危害。

镉(Cadmium，Cd)是一种人体非必需但是却广泛存在于自然界的重金属。人类活动如金属冶炼、油漆生产等会产生大量的Cd，人体摄入过量的Cd会引发肺部、肾脏、肝脏及生殖系统的畸变，甚至癌症。近年来，流域Cd污染事件频发，对受污染河流下游诸多城市居民的饮水安全及流域生态环境造成了严重的威胁。混凝法具有药剂易获得、方法易操作以及处理效果好等优点，因而被广泛地应用于工业事故而导致的流域重金属污染应急处置。聚合硫酸铁(polyferric sulphate，PFS)作为一种铁系混凝剂，由于其用量少且混凝效果好等优点而被广泛使用。2005年北江镉污染事件即为一起典型突发性水体Cd污染案例，当时北江英德市南华水厂断面江水中Cd浓度很标约10倍，应急处置小组投放了约500t固体PFS用于混凝江水中很标的Cd。

Cd污染江水经过混凝后，同时含有三价铁(Fe(Ⅲ))和Cd的絮体在重力作用下沉入江底。此时，地表水中的Cd基本达标，但由于底部沉积物中地球生物化学条件的变化，被困于絮体中的Cd是否会再次释放而造成二次污染，该问题已逐渐受到人们关注。柳王荣等以广西龙江Cd污染应急处置过程中产生的含Cd絮体为研究对象，考察了水流扰动及pH的变化对絮体稳定性的影响。但值得注意的是，除物理、化学条件的影响外，沉积物环境中广泛存在的的异化铁还原菌(dissimilatoryiron-reducingbacteria，DIＲ-B)也是影响含CdPFS絮体稳定性的一个重要因素，因为DIＲB在自身代谢过程中可以氧化有机物并以Fe(Ⅲ)为电子受体完成电子传递。LI等研究了DIＲB在还原含CdPFS絮体时，絮体中Fe和Cd的迁移转化路径，并对其中的机理作了详细阐述。

值得注意的是，实际应急处置过程中PFS的投放方式较为粗犷，使含CdPFS絮体的形成并不均匀。此外，絮体在沉降的过程中常伴随着水流的流动，可能造成含Cd絮体沉降至河流原有沉积物表面时，水底各处絮体中Fe及Cd含量的不尽相同。在这种情况下，絮体中Fe(Ⅲ)及Cd的含量不同可能会影响DIＲB对于絮体中Fe(Ⅲ)的还原作用及Cd的释放。除絮体自身Fe和Cd含量的影响外，实际水体沉积物环境条件的不同及变化也是含Cd絮体中Fe(Ⅲ)微生物还原及Cd释放的重要影响因素。基于上述分析，本文选取一种广泛存在于水体沉积物中的异化Fe(Ⅲ)还原模式菌种Shewanella oneidensis MＲ-1为供试DIＲB，并致力于模拟实际沉积物环境变化，通过设定水流扰动、改变含CdPFS絮体中初始Fe和Cd的浓度、腐殖质物质模型物质蒽醌-2，6-二磺酸钠(disodium anthraquinone-2，6-disulfonate，AQDS)的添加，以考察其对絮体中Fe(Ⅲ)的微生物还原及Cd释放的影响。本研究结果将为应急处置后形成的含CdPFS絮体在不同的沉积物环境中的稳定性以及存在的潜在释放风险提供理论基础。

1 实验部分

1.1 含镉絮体的制备

含Cd絮体通过混凝方法制备而成。首先将固体PFS配制成10%(m/V)的PFS溶液，然后将20mLPFS溶液加入500mLCd(NO₃)₂溶液中。利用转子进行数十秒快混之后，调慢转速，并通过不断地加入1mol·L^－1NaOH溶液将pH调至6.8。混凝结束后，静置直至絮体沉降至约150mL，倒去上清液，絮体备用。

1.2细菌富集培养

本实验采用的DIＲB菌种S．oneidensisMＲ-1购于美国模式培养物集存库(American type culture collection，ATCC700550)。将保存在固体斜面培养基(4℃)中的MＲ-1转移至灭菌的牛肉膏蛋白胨(Luria-Bertani，LB)液体培养基(5g·L^－1酵母提取物，10g·L^－1蛋白胨，5g·L^－1NaCl)，并置于摇床中在30℃，150rev·min^－1条件下好氧培养18h。再从已接种活的LB液体培养基中吸取1mL菌液转移至新的灭菌LB液体培养基中，按上述方法再次培养，从而对菌体进行活化。然后将菌液在3000g的条件下离心10min收集菌体，再用已灭菌的DM培养基(Definedmedium，DM)对菌体洗涤两次，弃去上清液。其中DM培养基的成分为:0.1g·L^－1KCl，1.5g·L^－1NH₄Cl，0.1g·L－1CaCl₂·2H₂O，2.9g·L^－1NaCl，4.48g·L^－1乳酸钠(60%)，6.05g·L^－1哌嗪-1，4-二乙磺酸(1，4-piperazinediethanesulfonicacid，PIPES)，pH=7.3。将上述洗涤过后的菌体加入到灭菌的DM培养基中，配制成浓度为1g·L^－1的细菌悬液，备用。

1.3序批实验

实验采用序批形式进行，实验组的设定为向体积为100mL的顶空瓶(安谱科学仪器有限公司，上海，中国)中加入已制备好的含Cd絮体2mL(含有不同浓度的Fe或Cd)以及细菌悬液20mL。然后所有的顶空瓶用含有丁基硅胶的铝盖密封，置于30℃，120r·min^－1的摇床中进行为期288h的厌氧反应，整个操作过程在厌氧操作箱中进行(N₂，99.99%)(YQX-II，新苗医疗器械制造公司，上海，中国)。实验过程中，在特定的时间点采样，并进行相关的化学分析及物理表征，每次采集3个平行样。

1.4分析及测试方法

在特定的时间点对样品进行采集。将顶空瓶中溶液轻轻摇匀后用一次性灭菌注射器吸取约5mL样品溶液，用移液器取1mL至10mL西林瓶中，加入9mL0.5mol·L^－1HCl，封盖并置于摇床中(150r·min^－1)室温解析2h，过滤后用邻菲罗啉分光光度法对Fe2+进行测定，此时测定的Fe2+即为反应器体系中溶液中Fe2+和吸附态Fe(Ⅱ)浓度之和。然后，对体系中的Fe(Ⅲ)还原率进行计算，计算方法如公式(1)所示。

Fe(Ⅲ)还原率(%)=[Fe(Ⅱ)某时间－Fe(Ⅱ)]_0h/总Fe×100%(1)

上述步骤中剩余的样品溶液经0.22μm孔径的水相滤头过滤后，移取2mL滤液，用5%的硝酸稀释后，贮存于4℃的冰箱直至对Cd2+进行测定。Cd2+浓度的测定采用电感耦合等离子体发射光谱仪(Inductively-coupledplasmaopticalemissionspectroscopy，ICP-OES)(5300DV，PerkinElmer，美国)。同样，通过公式(2)对体系中Cd的释放率进行计算。

Cd释放率(%)=(Cd某时间－Cd_0h)/总Cd×100%(2)

随后，对顶空瓶中剩余的样品溶液进行离心，再将离心收集到的固体用去离子水洗涤3次后真空冷冻干燥从而得到固体粉末。通过X-射线衍射(X-raydiffraction，XＲD)(D8Advance，Bruker，德国)对固体粉末进行物相表征。

2结果与讨论

2.1扰动对絮体中Fe(Ⅲ)微生物还原及Cd释放的影响在实际水体环境中，地表水与沉积物界面的水流扰动或其他因素产生的扰动对沉积物中Fe(Ⅲ)还原和Cd的释放有重要影响，因为扰动能够对沉积物起到一定的混合作用，从而使得DIＲB与含CdPFS絮体及有机物质充分接触，也大大增加了释放出的Cd2+随水流迁移的可能性。通过设定扰动(120r·min－1)和静置(0r·min－1)两种实验条件(初始时絮体中总Fe浓度约为300mg·L^－1，总Cd浓度约为1.86mg·L^－1)，以模拟水流扰动对絮体中Fe(Ⅲ)微生物还原和Cd释放的影响。

图1为两种条件下Fe(Ⅲ)还原率(计算方法见公式(1))随反应时间的变化曲线。由图1可以看出，120r·min^－1条件的实验组在48h达到较大Fe(Ⅲ)还原率，为23.89%，而静置条件下Fe(Ⅲ)还原率则缓慢增大，至120h才达到较大Fe(Ⅲ)还原率(10.32%)，比120r·min^－1实验组低13.57%。该结果表明，扰动可促进含CdPFS絮体中Fe(Ⅲ)的微生物还原，因为扰动增加了MＲ-1菌体与含CdPFS絮体接触的几率，从而促进MＲ-1对絮体中Fe(Ⅲ)的还原。而反应后期(48h和120h后)Fe(Ⅲ)还原率出现下降趋势，是由于体系中形成的二次矿物对溶液中的Cd2+产生吸附作用(见图1)。扰动促进絮体中Fe(Ⅲ)还原的同时也促进了其中Cd的释放。

图2(a)表明120r·min^－1条件下溶液中Cd2+浓度由287.2μg·L^－1升高至48h的983.5μg·L^－1;而静置条件下，与缓慢升高的Fe(Ⅲ)还原率趋势相同，至120h时溶液中Cd2+浓度才达到较大值，为686.9μg·L^－1。两种条件下溶液中Cd2+浓度分别在48h和120h后呈现下降趋势，原因同样是由于体系中形成的二次矿物对Cd2+的吸附作用。在反应进行至288h时，扰动条件下絮体中Cd虽然释放较多，但浓度较终降低至与静置条件相近水平，说明顶空瓶不断的摇动有利于形成的二次矿物对释放至溶液中的Cd2+重新吸附。图2(b)为絮体中Cd的释放率(计算方法见公式(2))，其变化趋势与溶液中Cd2+的浓度变化趋势相近。

由图3可以看出，扰动条件下产生的二次矿物晶型较好，说明扰动条件虽有利于絮体中Cd的释放，但是由于同时也促进了Fe(Ⅲ)的还原及二次矿物的生成，从而对已释放的Cd2+具有较好的吸附作用。相反，静置条件下释放出的Cd2+虽然没有扰动条件下多，但是由于二次矿物吸附效果较差，不能很好地束缚住Cd2+，反而更有利于Cd2+的迁移和转化。

2.2絮体初始Cd浓度对絮体中Fe(Ⅲ)微生物还原及Cd释放的影响

向顶空瓶中加入含有不同Cd浓度的絮体(絮体中总Fe浓度基本保持不变，约为300mg·L^－1，总Cd浓度分别为0、0.68、1.86和4.18mg·L^－1)，并按照预定的时间取样分别对Fe(Ⅱ)和Cd进行测定，结果如图4所示。

可以看出，絮体中无Cd的实验组在48h时Fe(Ⅲ)还原率达到较大，为32.05%。随着絮体中Cd的添加且Cd浓度的增大，体系中较大Fe(Ⅲ)还原率呈逐渐下降趋势。絮体中Cd浓度为4.18mg·L－1的实验组Fe(Ⅲ)较小，仅有14.04%，原因可能是由于微生物Fe(Ⅲ)还原的过程中，释放出的Cd2+对MＲ-1的活性产生了一定的抑制作用，导致Fe(Ⅲ)还原率低于无Cd的实验组。图5(a)为该条件下释放至溶液中的Cd2+浓度随时间的变化曲线，可以看出随着絮体中初始Cd浓度的增大，Cd的较大释放量先增加后减少，分别为419.90、983.50、和781.50μg·L－1。说明当絮体中的Fe(Ⅲ)总量保持一定而Cd浓度不足以明显抑制MＲ-1生长时，随着絮体中Cd浓度的增加，其中的Cd释放量越大。值得注意的是，当絮体中初始Cd浓度较高时(1.86和4.18mg·L－1)，反应48h后溶液中残存的Cd2+浓度仍然较大，可能是由于较高浓度的Cd影响了微生物Fe(Ⅲ)还原过程中二次矿物的形成，致使对溶液中Cd2+吸附效果变差。经XＲD图谱(图6)证实，絮体中有Cd添加时，Fe(Ⅲ)还原过程中二次矿物以针铁矿为主，且当絮体中初始Cd浓度增加至4.18mg·L－1时，XＲD图谱中衍射峰强度明显变得很弱，说明较高浓度的Cd阻碍了Fe(Ⅲ)还原过程中二次矿物的形成。造成这种结果的原因可能是高浓度的Cd抑制了MＲ-1的Fe(Ⅲ)还原作用，只有少量的Fe(Ⅱ)生成，从而导致依赖吸附态Fe(Ⅱ)或Fe2+催化进行的二次矿物转化过程难以进行［16］。当絮体中无Cd添加时，二次矿物的物相发生了明显变化，磁铁矿取代针铁矿占据主导地位。图5(b)中无Cd添加的实验组中Fe(Ⅲ)还原速率明显高于絮体中含有Cd的实验组，反应初始时较高的Fe(Ⅱ)产率有助于微生物Fe(Ⅲ)还原过程中磁铁矿的形成［17］。但是，磁铁矿由于表面含有的羟基吸附位点(帒FeOH)较少［18］，因此，较多的磁铁矿形成并不利于释放出的Cd2+的固定。与Cd的释放量相反，随着絮体中Cd浓度的增大，Cd的较大释放率是逐渐减小的，分别为43.12%、39.56%和13.17%(图5(b))。因此，当絮体中的Fe(Ⅲ)总量保持一定时，若絮体中Cd的含量较低时，此时絮体中Cd的释放率反而是较大的。

为探究含CdPFS絮体在MＲ-1作用下Fe(Ⅲ)还原率与Cd释放率之间存在的关系，对絮体初始Cd浓度不同的3组条件下的Fe(Ⅲ)还原率与Cd释放率(从0h反应开始至达到较大值时的Fe(Ⅲ)还原率和Cd释放率)分别进行了线性拟合，结果(表1)发现两者之间存在正相关关系，说明在MＲ-1的作用下，Fe(Ⅲ)还原率的增大会导致絮体中Cd的释放率同时增大。

2.3絮体初始Fe浓度对絮体中Fe(Ⅲ)微生物还原及Cd释放的影响

通过保持絮体中初始Cd浓度大致不变，改变Fe的浓度以探究絮体中Fe浓度的变化对微生物Fe(Ⅲ)还原及Cd释放的影响。根据2.2的实验结果，为防止高浓度的Cd对MＲ-1产生抑制作用，实验中采用较低Cd浓度值(絮体初始总Cd浓度约600μg·L－1)作为絮体中初始的Cd浓度。

图7为不同初始Fe浓度(142.38、284.29和512.86mg·L－1)的3组体系中总Fe(Ⅱ)浓度以及Fe(Ⅲ)还原率随时间的变化曲线图。由图7(a)可以看出，3组条件下由于MＲ-1还原作用产生的较高总Fe(Ⅱ)浓度以絮体中初始总Fe浓度为284.39mg·L－1的实验组较高，为114.68mg·L－1，其余两组较高总Fe(Ⅱ)浓度相近，仅约为100mg·L－1。反应进行48h后同样由于二次矿物的形成，总Fe(Ⅱ)浓度不断下降至较低水平。对于Fe(Ⅲ)还原率，图7(b)表明当絮体中初始总Fe浓度为142.38mg·L－1时，体系中较大Fe(Ⅲ)还原率为64.46%，随着絮体中初始总Fe浓度的升高较大Fe(Ⅲ)还原率逐渐下降，分别为38.59%和18.40%。该结果表明，当絮体中初始Cd浓度一定时(不至明显抑制MＲ-1活性)，随着絮体中初始总Fe浓度的升高，体系中较大Fe(Ⅲ)还原率是逐渐降低的。因此，絮体中较低的Fe(Ⅲ)浓度更利于MＲ-1对Fe(Ⅲ)的还原，而随着絮体中Fe(Ⅲ)浓度的升高，虽然不影响MＲ-1对絮体中Fe(Ⅲ)的还原作用，但是在Fe(Ⅲ)还原过程中絮体表面形成的二次矿物可将剩余未被还原的絮体包裹而导致剩余的絮体无法被继续还原，因为二次矿物具有较好的晶型结构，相比于絮体中的Fe(Ⅲ)较难被还原。随着微生物Fe(Ⅲ)还原作用的进行，溶液中检测到Cd2+的释放(见图8)。

当絮体中初始Fe浓度为284.29mg·L－1时，絮体中Cd的释放量较大，为332.8μg·L－1(释放率为47.73%)。而初始絮体中Fe浓度为142.38和512.86mg·L－1的实验组在48h时Cd的释放量较低，仅为约140μg·L－1(释放率分别为20.34%和17.55%)。絮体中初始Fe浓度为142.38mg·L－1的实验组Fe(Ⅲ)还原率较高(64.46%)，但是该实验组絮体中Cd的释放却不是3组中较多的。实验中观察发现，该实验组在24h时顶空瓶中便出现大量细小的棕黑色颗粒物沉淀，初始的橘黄色絮体状物质已消失殆尽，可能是由于该条件下二次矿物快速形成，对释放出的Cd2+早期开始便有持续的吸附作用，致使絮体中的Cd无法大量释放。

图9为3组条件下反应进行至288h时顶空瓶中固相物质的XＲD图谱，可以看出二次矿物均主要为针铁矿，伴随少量磁铁矿的形成。该结果表明，当絮体中Cd浓度较低时，Fe(Ⅲ)微生物还原过程中二次矿物的形成受絮体中Fe浓度影响较小，且由于二次矿物的吸附作用，可使得3组条件下体系中的Cd2+均下降至较低水平。

同样地，对絮体中初始总Fe浓度不同的3组条件中Fe(Ⅲ)还原率与Cd释放率(0h反应开始至达到较大值时的Fe(Ⅲ)还原率及Cd释放率)进行线性拟合，拟合结果(见表2)表明两者之间同样存在正相关关系。

2.4AQDS的添加对絮体中Fe(Ⅲ)微生物还原及Cd释放的影响

河流沉积物中不仅广泛存在着Fe(Ⅲ)氧化物，腐殖质类物质也大量存在于其中，对沉积物中重金属的迁移转化有着重要的影响。溶解性腐殖质结构中含有醌基，醌基可以接受电子被还原为半醌或氢醌，氢醌再将电子转移给Fe(Ⅲ)氧化物，而后回归到醌基状态，因而腐殖质可以作为电子穿梭体加速Fe(Ⅲ)还原。因此，考虑到2.2及2.3中已讨论的Cd释放率与絮体中Fe(Ⅲ)还原率成正相关关系，且腐殖质的添加可促进微生物Fe(Ⅲ)还原作用，本文选取了一种典型的腐殖质类模型物质AQDS，以探究体系中腐殖质物质的存在对絮体中Fe(Ⅲ)还原及Cd释放的影响。

在保持絮体中初始Fe浓度(约300mg·L^－1)以及Cd浓度(0.68mg·L^－1)不变的条件下，添加不同浓度的AQDS(0.1和1mmol·L^－1)，研究絮体中Fe(Ⅲ)还原率以及Cd释放率随时间的变化。

由图10可以看出，AQDS的添加使得絮体中Fe(Ⅲ)的微生物还原率增大，且形成的二次矿物晶型较无AQDS添加实验组稍好(图12)，AQDS的作用机制如图13所示。

当AQDS浓度分别为0.1和1mmol·L^－1时，较大还原率分别达到了33.34%和26.58%，分别是不添加AQDS实验组的1.48倍和1.18倍，且达到较大Fe(Ⅲ)还原率的时间分别缩短至8h和24h。随着絮体中Fe(Ⅲ)不断地被还原，Cd的释放也表现出与Fe(Ⅲ)还原相似的加速趋势(见图11)。

可以看出，当AQDS的浓度为0.1mmol·L^－1时，8h后即达到较大Cd释放率(51.81%)，比无AQDS添加的实验组高出8.69%，且由于0.1mmol·L^－1的AQDS的作用使得Fe(Ⅲ)还原率维持在较高水平，因而释放出的Cd2+在反应后期仍然大量存在于溶液中。而当AQDS的浓度为1mmol·L^－1时，较大Cd释放率为47.37%，仅比无AQDS添加的实验组高出4.25%，原因可能是由于1mmol·L^－1浓度的AQDS对MＲ-1产生了一定的抑制作用。

2.5S．oneidensisMＲ-1还原含CdPFS絮体过程中Fe(Ⅲ)还原与Cd释放的关系

综上所述，可以发现在同一体系中，随着微生物Fe(Ⅲ)还原的进行，Fe(Ⅲ)率逐渐增大，同时絮体中Cd的释放率也随之增加，且两者之间存在正相关关系。在此基础上，若反应条件改变，在不同的体系下，微生物Fe(Ⅲ)还原过程中的Fe(Ⅲ)还原率及Cd释放率之间又会是怎样。本文通过对以上探讨的所有变化条件实验组中的较大Fe(Ⅲ)还原率及较大Cd释放率进行线性拟合(因为偏差较大，拟合时除去2.1中静置条件数值与2.3中絮体初始Fe浓度为142.38mg·L^－1的数值)，拟合结果显示两者依然具有一定的正相关关系，线性方程为y=1.5389x－1.6196，相关系数Ｒ2=0.7194。该该结果充分表明MＲ-1在还原含CdPFS絮体过程中，絮体中Fe(Ⅲ)还原率与Cd释放率呈现正相关的关系，即较高的Fe(Ⅲ)还原率可促进絮体中Cd的更多释放。SI等研究发现S．oneidensisMＲ-1在还原含Hg的Fe(Ⅲ)氧化物过程中，Fe(Ⅲ)还原率与Hg的甲基化率同样呈现出正相关的关系。由此可见，自然界中微生物Fe(Ⅲ)还原过程往往伴随着Fe(Ⅲ)氧化物中污染物的释放或其他环境行为的发生，且Fe(Ⅲ)还原率的大小可能与污染物的释放或其他环境行为的进行呈正相关关系。

3结论

1)扰动条件下，S．oneidensisMＲ-1还原含CdPFS絮体过程中Fe(Ⅲ)还原率与Cd释放率(23.89%和37.44%)较静置条件时有所提高(10.32%和32.43%)，且二次矿物的形成较静置条件下晶型好，因此对溶液中Cd2+的吸附效果也较好。

2)保持絮体中初始含Fe总量不变的情况下(约300mg·L^－1)，逐渐提高絮体中初始Cd浓度(0、0.68、1.86和4.18mg·L^－1)，Cd的较大释放量先增大后减小，分别为419.90、983.50、和781.50μg·L－1，而Cd的释放率则逐渐减小，分别为43.12%、39.56%和13.17%。此外，絮体中Cd的添加对二次矿物的形成有较大影响，无Cd添加时，二次矿物主要为磁铁矿，随着Cd的添加且Cd浓度增加，二次矿物主要为针铁矿，且晶型逐渐变差。通过对Fe(Ⅲ)还原率及Cd释放率的线性拟合，发现两者之间存在着正相关关系。

3)保持体絮体中初始含Cd总量不变的情况下(约600μg·L^－1)，逐渐提高絮体中初始Fe浓度(142.38、284.29和512.86mg·L^－1，体系中Fe(Ⅱ)较大浓度相差不大，但是Fe(Ⅲ)还原率逐渐降低，分别为64.46%、38.59%和18.40%。絮体中Cd释放率则先增大后减小，则分别为20.34%、47.73%和17.55%。通过对3组条件下的Fe(Ⅲ)还原率及Cd释放率的线性拟合，同样发现两者之间存在着正相关关系。

4)腐殖质类模型物质AQDS的添加可以促进微生物对絮体中Fe(Ⅲ)的还原，从而促进絮体Cd的释放。当AQDS的添加量分别为0.1和1mmol·L^－1时，絮体中Cd的释放率分别为33.34%和16.58%，相较于无AQDS添加的实验组分别升高8.69%和4.25%，且达到较大释放量的时间均有所缩短。

5)在同一体系中，随着微生物Fe(Ⅲ)还原的进行，Fe(Ⅲ)率逐渐增大，同时絮体中Cd的释放率也随之增加，且两者之间存在正相关关系。不同体系间，微生物Fe(Ⅲ)还原进行过程中，Fe(Ⅲ)还原率与絮体中Cd释放率仍存在正相关关系，说明Fe(Ⅲ)还原率的增加可导致含CdPFS絮体中更多Cd的释放。