Eksperimentelle kolonne Setup for at studere anaerob biogeokemiske interaktioner mellem jernhydroxider (Oxy), sporstoffer og bakterier
Summary
Skæbne og typebestemmelse af arsen og kviksølv i grundvandsmagasiner er nært beslægtet med fysio-kemiske betingelser og mikrobielle aktivitet. Vi præsenterer her, en oprindelige eksperimenterende kolonne-installation, der efterligner en grundvandsmagasin og muliggør en bedre forståelse af sporstoffet biogeokemi under iltfattige forhold. To eksempler er præsenteret, kombinere geokemiske og mikrobiologiske metoder.
Abstract
Skæbne og typebestemmelse af sporstoffer (TEs), som arsenik (As) og kviksølv (Hg), i grundvandsmagasiner er nært beslægtede fysio-kemiske betingelser, som redox potentiale (Eh) og pH, men også for mikrobielle aktiviteter, der kan spille rollen som direkte eller indirekte på artsdannelse og/eller mobilitet. Faktisk kan nogle bakterier direkte oxidere As(III) til As(V) eller reducere As(V) til As(III). Ligeledes er bakterier stærkt involveret i Hg cykling, enten gennem sin methylering, danner nervegift mellem kviksølv, eller gennem sin reduktion til elementært Hg °. Både som skæbner og Hg er også stærkt knyttet til jord eller grundvandsmagasin sammensætning; faktisk, som og Hg kan binde til organiske forbindelser eller (oxy) hydroxider, som vil påvirke deres mobilitet. Til gengæld bakteriel aktiviteter såsom jern (oxy) hydroxid reduktion eller organisk materiale mineralisering kan indirekte indflydelse som og Hg binding. Tilstedeværelsen af sulfat/sulfid kan også stærkt påvirker disse bestemte elementer gennem dannelsen af komplekser såsom thio-arsenates med som eller metacinnabar med Hg.
Derfor, mange vigtige spørgsmål er blevet rejst om skæbne og typebestemmelse af som og Hg i miljøet og hvordan man kan begrænse deres toksicitet. På grund af deres reaktivitet mod grundvandsmagasin komponenter, er det imidlertid vanskeligt at tage klart afstand de biogeokemiske processer, der opstår, og deres forskellige virkninger på skæbnen, disse TE.
For at gøre det, vi udviklet en original, eksperimenterende, kolonne setup, der efterligner en grundvandsmagasin med som – eller Hg–jernoxid rige områder kontra jern forarmet områder, gør det muligt for en bedre forståelse af TE biogeokemi under iltfattige forhold. Følgende protokol giver trin for trin instruktioner for kolonne set-up enten for som eller Hg, samt et eksempel med som under jern og sulfat reducere betingelser.
Introduction
Forstå og forudsige mikronaeringsstof (TE) mobilitet og biogeokemi i miljøet er afgørende for at overvåge, udvikle og anvende passende ledelsesbeslutninger for forurenede. Dette gælder især for giftige TEs som arsenik (As) og kviksølv (Hg). Skæbne og typebestemmelse af disse TEs i jord eller grundvandsmagasiner er tæt forbundet til fysisk-kemiske forhold, såsom Eh og pH, men også for mikrobielle aktiviteter, der kan spille enten en direkte rolle på typebestemmelse eller en indirekte rolle på mobilitet.
Faktisk kan nogle bakterier direkte oxidere As(III) til As(V) eller reducere As(V) til As(III). Dette påvirker som toksicitet, da As(III) er den mest giftige form for så, og mobilitet, da As(III) er mere mobile end As(V), som kan let adsorberer jernhydroxider (oxy) eller organisk materiale1,2. Ligeledes er bakterier stærkt involveret i kviksølv cykling, enten gennem sin methylering, primært af sulfat og jern reduktion bakterierne3,4, danner nervegift mellem kviksølv (let bioaccumulated i fødekæden), eller gennem sin reduktion til flygtige elementære Hg (Hg °)5.
Både som Hg skæbner er også stærkt knyttet til jord eller grundvandsmagasin sammensætning, siden forbindelser såsom organisk materiale og jernhydroxider (oxy) kan påvirke deres binding og biotilgængelighed. AS(V) binder godt til jern (oxy) hydroxider6, der henviser til, at Hg har en meget høj affinitet for organiske stoffer (OM, hovedsageligt for thiol grupper), men også for kolloid jern og mangan (oxy) hydroxider i OM forarmet miljøer7,8 , 9 , 10 , 11.
Bakteriel aktiviteter kan derefter påvirke skæbnen af TEs adsorberet til (oxy) hydroxider eller organisk materiale gennem reduktion af jernhydroxider (oxy) eller mineralisering af organisk materiale. Direkte jern reduktion af bakterier er den dominerende pathway jern reduktion af svovl forarmet zoner12,13, PP. bliver brugt som en terminal elektron acceptor, indirekte, PP. kan nedsættes til henstå af sulfid udgøres af en bakteriel sulfat reduktion14. Derudover tilstedeværelsen af sulfat kan også ændre Hg og som artsdannelse gennem dannelsen af komplekser såsom thio-arsenates15 med som eller metacinnabar med Hg.
Således kunne en bedre forståelse af indvirkningen af jern og sulfat cykling på skæbnen, TE, såsom Hg og som hjælpe os til bedre styre forurenede arealer og bevare jorden og vandkvalitet. Data kan også bidrage til at styrke eksisterende metal-mobilitet modeller. Mikrobielle Fe (III)-reduktion16,17,18 kan forårsage desorption af TE. Teoretisk, indirekte reduktionen af jern (oxy) hydroxider af sulfid produceret af mikrobielle reduktion af sulfat kan også påvirke TE mobilitet. Dog studerede omfanget af og kinetik af disse reaktioner generelt i batch homogen systemer eller batch mikrokosmos16,18,19,20. Batch eksperimenter ulempe er manglen på dissociation af de forekommende fænomener; aktivitet er baseret på, og begrænset af ressourcer i partiet, som kun giver et endeligt resultat af forskydninger i artsdannelse og adsorption. Ved hjælp af en kolonne tilgang giver mulighed for fornyelse af inflowing media og overvågning af skæbnen, TE over tid og rum. Disse betingelser er mere realistisk i forhold til et grundvandsmagasin, hvor virkelige fænomener er tæt knyttet til kontinuerlig nedsivning betingelser. Derudover heterogene jern (oxy) hydroxid forekomst i vandførende sedimenter er fælles21,23, og de rumlige ændringer i den mineralogiske og kemiske sammensætning af de faste faser bestemt drev mikrobielle aktiviteter .
For at belyse påvirkning af disse heterogeneities på geo-mikrobiel fænomener og skæbne af jern-associerede TE, udviklede vi et laboratorium, en løbende fodret kolonne repræsenterer en forenklet model grundvandsmagasin. Kolonnen er fyldt for at oprette en jern-forarmet zone på kolonne indgangen og en jern-rige zone på toppen. Regelmæssig prøveudtagning porte gøre det muligt for os at studere hver zone individuelt interface-associerede fænomener. Et eksempel på anvendelsen af denne eksperimentelle enhed for studiet af Hg skæbne og artsdannelse er allerede tilgængelig24. Her vil vi give en detaljeret beskrivelse af opsætningen af eksperimenterende og et andet eksempel på stævningen fokuseret på adfærd som forurenede grundvandsmagasiner.
Protocol
Representative Results
Discussion
Opsætningen af eksperimenterende kolonne viste sig for at være en praktisk laboratorium enhed at studere anaerob biogeokemiske processer i kontinuerlig betingelser. Kontinuerlig kolonne systemer kan arbejde under forhold tættere til de af virkelige grundvandsmagasiner end gylle batch systemer eller mikrokosmos. Kontinuerlige systemer kan simulere bevægelse af grundvand gennem vandførende sedimenter.
Den mest kritiske trin i protokollen er ved at forberede de (oxy) TE-jernhydroxider og bla…
Declarações
The authors have nothing to disclose.
Acknowledgements
Dette arbejde var medfi nansieret af BRGM, en postdoc stipendium fra Conseil Général du Loiret og Carnot Institute. Vi anerkender også taknemmeligt den finansielle støtte til projektets OMDREJNINGSPUNKTERNE Région Centre – Val de Loire.
Materials
| Glass columns | Beaucaverre, France | Specific request | columns were composed of 3 separate pieces, the main column core with the cooling jacket and the 5 sampling ports (size GL14 with olive) and a top and bottom piece that fits to the main column body and is held in place with a silicone joint and screw (RIN F 40×38 & SVL 42). note: this design was discussed directly with the company. We recommend to find a local glazier. |
| Septa PTFE/silicone diam 20mm | Sigma-Aldrich | 508608 | |
| PTFE tubing ID 3mm | VWR | 228-0745 | |
| Peristaltic pump | Dominique Dutsher SAS | 66493 | |
| Peristaltic pump tubing LMT 55 | VWR | 224-2250 | Tygon® LMT 55 |
| Fontainbleau sand D50=209 µm | SIBELCO, France | ||
| N2 for bubbling | Air Liquide, France | ||
| Gamma iradiation | Ionisos, Dagneux, France | ||
| Automatic Mercury Analyser (AMA 254, ) | Courtage Analyses, France | ||
| Varian SpectrAA 300 Zeeman | Agilent | ||
| Name | Company | Catalog Number | Comments |
| Chemicals | |||
| HNO3 Supra pur | VWR | 1.00441.1000 | Producer: Merck |
| HCL 30% Supra pur | VWR | 1.00318.1000 | Producer: Merck |
| Hg(NO3)2 | Merck | 516953 | |
| As2O3 | Merck | 202673 | |
| FeCl3-6H2O | Merck | 207926 | |
| silica gel | Sigma-Aldrich | 336815-500G |
Referências
- Oremland, R. S., Stolz, J. F. The Ecology of Arsenic. Science. 300 (5621), 939 (2003).
- Silver, S., Phung, L. T. Genes and enzymes involved in bacterial oxidation and reduction of inorganic arsenic. Appl Environ Microbiol. 71 (2), 599-608 (2005).
- Compeau, G. C., Bartha, R. Sulfate-Reducing Bacteria: Principal Methylators of Mercury in Anoxic Estuarine Sediment. Appl. Environ. Microbiol. 50, (1985).
- Fleming, E. J., Mack, E. E., Green, P. G., Nelson, D. C. Mercury Methylation from Unexpected Sources: Molybdate-Inhibited Freshwater Sediments and an Iron-Reducing Bacterium. Appl. Environ. Microbiol. 72 (1), 457-464 (2006).
- Barkay, T., Miller, S., Summers, A. Bacterial mercury resistance from atoms to ecosystems. FEMS Microbiol Rev. 27 (2-3), 355-384 (2003).
- Dixit, S., Hering, J. G. Comparison of arsenic(V) and arsenic(III) sorption onto iron oxide minerals: Implications for arsenic mobility. Environ. Sci. Technol. 37, (2003).
- Andersson, H. A., Nriagu, J. O. . The Biochemistry of Mercury in the Environnment. , 79-112 (1979).
- Khwaja, A., Bloom, P. R., Brezonik, P. L. Binding Constants of Divalent Mercury in Soil Humic Acids and Soil Organic. Environ. Sci. Technol. 40, (2006).
- Neculita, C. M., Zagury, G. J., Deschenes, L. Mercury Speciation in Highly Contaminated Soils from Chlor-Alkali Plants Using Chemical Extractions. J Environ Qual. 34 (1), (2005).
- Schuster, E. The behaviour of mercury in the soil with special emphasis on complexation and adsorption processes – a review of the literature. Water Air Soil pollut. 56 (56), 667-680 (1991).
- Wallschläger, D., Desai, M. V. M., Spengler, M., Windmöller, C. C., Wilken, R. D. How humic substances dominate mercury geochemistry in contaminated floodplain soils and sediments. J. Environ. Qual. 27 (5), (1998).
- Lovley, D. R. Dissimilatory Fe(III) and Mn(IV) reduction. Microbiol. Mol. Biol. Rev. 55 (2), 259-287 (1991).
- Lovley, D. R., Kashefi, K., Vargas, M., Tor, J. M., Blunt-Harris, E. L. Reduction of humic substances and Fe(III) by hyperthermophilic microorganisms. Chem. Geol. 169 (3-4), 289-298 (2000).
- Hansel, C. M., et al. Structural constraints of ferric (hydr)oxides on dissimilatory iron reduction and the fate of Fe(II). Geochimica Cosmochimica Acta. 68, 3217-3229 (2004).
- Thamdrup, B., Fossing, H., Jørgensen, B. B. Manganese, iron and sulfur cycling in a coastal marine sediment Aarhus bay, Denmark. Geochim.Cosmochim. Acta. 58 (23), 5115-5129 (1994).
- Planer-Friedrich, B., London, J., McCleskey, R. B., Nordstrom, D. K., Wallschläger, D. Thioarsenates in Geothermal Waters of Yellowstone National Park: Determination, Preservation, and Geochemical. Environ. Sci. Technol. 41 (15), 5245-5251 (2007).
- Burnol, A., et al. Decoupling of arsenic and iron release from ferrihydrite suspension under reducing conditions: a biogeochemical model. Geochem. Trans. 8 (1), 12 (2007).
- Kocar, B. D., et al. Integrated biogeochemical and hydrologic processes driving arsenic release from shallow sediments to groundwaters of the Mekong delta. Appl. Geochem. 23 (11), (2008).
- Harris-Hellal, J., Grimaldi, M., Garnier-Zarli, E., Bousserrhine, N. Mercury mobilization by chemical and microbial iron oxide reduction in soils of French Guyana. Biogeochem. 103 (1), (2011).
- Islam, F. S., et al. Role of metal-reducing bacteria in arsenic release from Bengal delta sediments. Nature. 430, (2004).
- Schultz-Zunkel, C., Rinklebe, J., Bork, H. R. Trace element release patterns from three floodplain soils under simulated oxidized-reduced cycles. Ecol. Eng. 83, 485-495 (2015).
- Nickson, R. T., et al. Mechanisms of arsenic release to groundwater, bangladesh and West Bengal. App. Geochem. 15, 403-413 (2000).
- Varsanyi, I., et al. Arsenic, iron and organic matter in sediments and groundwater in the Pannonian basin, Hungary. App. Geochem. 21, 949-963 (2006).
- Hellal, J., et al. Mercury mobilization and speciation linked to bacterial iron oxide and sulfate reduction: A column study to mimic reactive transfer in an anoxic aquifer. J. Contam. Hydrol. 180, 56-68 (2015).
- Battaglia-Brunet, F., Dictor, M. C., Garrido, F., Crouzet, C., Morin, D., Dekeyser, K., Clarens, M., Baranger, P. An arsenic(III)-oxidizing bacterial population: selection, characterization, and performance in reactors. J Appl. Microbiol. 93 (2002), 656-667 (2002).
- Salvato, N., Pirola, C. Analysis of mercury traces by means of solid sample atomic absorption spectrometry. Microchim Acta. 123 (1), 63-71 (1996).
- Huguet, L. . Caractérisation biogéochimique et potentiel de méthylation du mercure de biofilms en milieu tropical (retenue de Petit Saut et estuaire du Sinnamary, Guyane Française). . , (2009).
- Mamindy-Pajany, Y., et al. Arsenic in Marina Sediments from the Mediterranean Coast: Speciation in the Solid Phase and Occurrence of Thioarsenates. Soil Sed. Contam. 22, 984-1002 (2013).
- dos Santos Afonso, M., et al. Reductive dissolution of iron(III) (hydro)oxides by hydrogen sulfide. Langmuir. 8, 1671-1675 (1992).
- Postma, D., et al. Redox zonation: equilibrium constraints on the Fe(III)/SO4-reduction interface. Geochem Cosmochim. Acta. 60, 3169-3175 (1996).
- Kumar, N., et al. Sulfur and oxygen isotope tracing in zero valent iron based In situ remediation system for metal contaminants. Chemosphere. 90, 1366-1371 (2013).
