異化鐵還原菌還原分解含As（Ⅴ）水鐵礦：礦物生成動(dòng)力學(xué)的制約

殷矯軍++汪華明++張?chǎng)?+張勛

摘要：指出了砷早已被證明是一種劇毒的致癌物質(zhì)，砷中毒情況日益嚴(yán)重，三價(jià)砷的毒性比五價(jià)砷的毒性大將近60倍。水鐵礦是一種弱結(jié)晶的鐵氫氧化物，具有極大的比表面積和高表面活性，可以通過(guò)吸附和共沉淀與地表水中的污染物質(zhì)相互作用，故可利用合成水鐵礦來(lái)去除廢水中的污染物質(zhì)。以人工合成的水鐵礦-砷（Ⅴ）為實(shí)驗(yàn)對(duì)象，研究了樣品在DIRB作用下Fe和As的釋放情況，并探究其其物象轉(zhuǎn)移，以期為含砷廢水處理提供參考。結(jié)果表明： DIRB能夠有效溶解水鐵礦，并且As含量越多，樣品制備時(shí)間越長(zhǎng)越不利于Fe和As的釋放。

關(guān)鍵詞：水鐵礦；砷礦物生成動(dòng)力學(xué)；異化鐵還原菌；還原分解

中圖分類號(hào)： X142

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼： A 文章編號(hào)： 16749944（2015）06023804

1 引言

自然界的水體中砷主要是以砷酸鹽（As5+）和亞砷酸鹽（As3+）的形式存在的。不同價(jià)態(tài)的砷的毒性差別甚大，如三價(jià)砷的毒性比五價(jià)砷的毒性大將近60倍[1～3]。砷早已被證明是致癌物質(zhì)，導(dǎo)致皮膚癌和內(nèi)部器官癌，急性的砷中毒則會(huì)導(dǎo)致中樞神經(jīng)出現(xiàn)問(wèn)題、消化道和呼吸道病變，甚至直接導(dǎo)致中毒死亡；慢性砷中毒也會(huì)引起神經(jīng)系統(tǒng)發(fā)生紊亂、食欲減退、全身乏力、惡心及皮膚病變等[4～7]。

由于砷中毒情況日益嚴(yán)重，所以早在1993年，世界衛(wèi)生組織（WHO）修訂飲用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，將地下水砷的最大允許濃度從50 μg/ L降到10 μg/ L，中國(guó)在生活飲水國(guó)家衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)《二次供水設(shè)施衛(wèi)生規(guī)范》（B17051-1997）中規(guī)定，飲用水中砷含量必須小于10 μg/ L[8]。

水鐵礦（Fe5HO8·4H2O）是一種弱結(jié)晶的鐵氫氧化物，顆粒尺寸小，通常為2～6 nm。水鐵礦具有極大的比表面積和高表面活性，可以通過(guò)吸附和共沉淀與地表水中的污染物質(zhì)相互作用，故可利用合成水鐵礦來(lái)去除廢水中的污染物質(zhì)，如砷。研究表明，水鐵礦對(duì)As（Ⅴ）的去除率可以達(dá)到99.5%[9]。

水鐵礦不穩(wěn)定，易于轉(zhuǎn)化和分解并伴隨As的釋放，其中微生物還原分解水鐵礦是一種重要As釋放機(jī)制。水鐵礦還原分解除受到微生物種類、環(huán)境條件影響之外也受到自身特征的制約，而其礦物學(xué)特征往往受其生成動(dòng)力學(xué)的影響[10～14]。

本研究的目的為通過(guò)控制水鐵礦生成速率，合成不同粒徑、結(jié)晶度的含As水鐵礦，探討水鐵礦在DIRB作用下還原分解和As釋放的特征，進(jìn)而闡明水鐵礦生成動(dòng)力學(xué)對(duì)其微生物還原分解的制約。

2 材料與方法

2.1 含砷水鐵礦的制備

含砷水鐵礦的制備：在25℃恒定溫度下使用電位滴定儀將氫氧化鈉（2.5mol/L）加入到硝酸鐵和As（Ⅴ）的混合溶液（初始pH=1.5）中并且不斷對(duì)溶液進(jìn)行攪拌來(lái)進(jìn)行水鐵礦和As（Ⅴ）的共淀實(shí)驗(yàn)。實(shí)驗(yàn)中所使用的鐵標(biāo)準(zhǔn)貯備液含有0.5mol/L的硝酸鐵和0.5mol/L的硝酸，不同實(shí)驗(yàn)中的硝酸鐵-As（Ⅴ）混合溶液的初始體積均為100mL，其中含有20mL的硝酸鐵標(biāo)準(zhǔn)貯備液，硝酸鐵的濃度均為0.1mol/L，調(diào)節(jié)As（Ⅴ）的添加量使得混合溶液中的As/Fe比率分為0、0.001、0.01和0.1四個(gè)不同的水平，剩余體積用去離子水補(bǔ)足?？刂频味ńK點(diǎn)為pH=7.0，通過(guò)調(diào)節(jié)滴定速率來(lái)制備不同時(shí)間梯度（0h、3h、5h、8h、10h）的水鐵礦- As（Ⅴ）共沉淀樣品。將滴定之后所得的混合溶液靜置2h以達(dá)到吸附平衡，之后使用離心機(jī)（LXJ-Ⅱ）在3000r/min下離心10min，使用雙道原子熒光光度計(jì)（AFS-820）測(cè)量上清液中的As（Ⅴ）濃度。用去離子水將所得固體清洗3～5遍以洗盡其中的鹽，之后將樣品置于冷凍干燥機(jī)中進(jìn)行干燥，使用XRD（D/Max-RB）分析樣品。所得的水鐵礦-As（Ⅴ）固體粉末在冰箱冷凍室中冷凍保存[15～17]。

如圖1和圖2所示是As/Fe=0時(shí)的水鐵礦樣品的XRD圖譜，從圖中可以看到該樣品無(wú)明顯衍射峰，說(shuō)明其結(jié)晶程度低，這與Schwert-mann 和Cornell 所認(rèn)為的水鐵礦為結(jié)晶程度低的無(wú)定形氧化物相符[18]。

2.2 DIRB還原分解水鐵礦實(shí)驗(yàn)

DIRB的活化：稱取NaCl 1g、MgCl2 0.02g、CaCl2 0.02g、KCl 0.6g、KH2PO4 0.2g、NH4Cl 0.25g、NaNO3 0.4g、CH3COONa 0.4g置于500L錐形瓶中，加入200mL去離子水制成DIRB的培養(yǎng)基。待完全溶解之后用紗布、錫箔紙和牛皮紙封住瓶口置于消毒箱中在120℃下消毒30min[19]。之后將錐形瓶置于無(wú)菌操作臺(tái)下用紫外線殺菌20min，待溶液冷卻至室溫時(shí)，移除

圖1 As/Fe=0時(shí)不同反應(yīng)時(shí)間得到的水鐵礦-砷（五價(jià)）樣品的XRD圖像

圖2 制備時(shí)間=10h時(shí)不同As/Fe比率的樣品的XRD圖像

20mL 再加入20mL DIRB菌液置于35.5℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)3～5d，帶溶液中出現(xiàn)渾濁現(xiàn)象時(shí)進(jìn)行擴(kuò)培實(shí)驗(yàn)。

DIRB的擴(kuò)培：稱取NaCl 2.5g、MgCl2 0.05g、CaCl2 0.05g、KCl 1.5g、KH2PO4 0.5g、NH4Cl 0.625g、NaNO3 1g、CH3COONa 1g置于500L錐形瓶中，加入500mL去離子水待完全溶解之后用紗布、錫箔紙和牛皮紙封住瓶口置于消毒箱中在120℃下消毒30min。之后將錐形瓶置于無(wú)菌操作臺(tái)下用紫外線殺菌20min，待溶液冷卻至室溫時(shí)，移除50mL 再加入50mL DIRB活化實(shí)驗(yàn)所得的菌液置于35.5℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)3～5d，帶溶液中出現(xiàn)渾濁現(xiàn)象時(shí)進(jìn)行接種。

取前述實(shí)驗(yàn)所得的不同As/Fe比率和不同時(shí)間梯度的水鐵礦- As（Ⅴ）樣品（As/Fe=0、0.001、0.01、0.1；時(shí)間為0h、5h、10h）各1g置于250mL鹽水瓶中。取12個(gè)250mL鹽水瓶，用去離子水洗凈烘干待用，配置2000mL DIRB培養(yǎng)基，往12個(gè)鹽水瓶中各加入180mL培養(yǎng)基，再各加入20mL擴(kuò)培得到DIRB菌液，封住瓶口置于35.5℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)。每隔一定時(shí)間取其中2mL溶液離心后1mL測(cè)砷含量、1mL測(cè)鐵含量，待實(shí)驗(yàn)結(jié)束后取底部水鐵礦- As（Ⅴ）樣品測(cè)量其XRD、TEM和SEM以探究其物象變化情況[20]。

3 結(jié)果與討論

圖3～5所示是制備時(shí)間為0h、5h和10h下不同As/Fe比率的樣品在DIRB作用下Fe和As的釋放曲線。從圖中可以看到在相同的制備時(shí)間下As/Fe=0.1的樣品的As釋放量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于As/Fe=0.01和0.001的樣品，這是因?yàn)槠涑跏糀s含量就遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其他兩個(gè)樣品，并且隨著時(shí)間的推移，釋放量呈逐漸上升趨勢(shì)。As/Fe=0.01和0.001的樣品的變化趨勢(shì)不明顯，這可能與其本身含有的As的含量很有限有關(guān)；在相同的制備時(shí)間下As/Fe=0.1的樣品的Fe的釋放量也低于其他As/Fe比率的樣品，這是因?yàn)锳s的存在阻礙了Fe的釋放；在相同的As/Fe比率的條件下，制備時(shí)間越短，釋放量越多，這是由于水鐵礦的結(jié)晶程度與反應(yīng)的時(shí)間有著密切的關(guān)系。時(shí)間越短，水鐵礦生長(zhǎng)的時(shí)間就越短，其結(jié)晶程度就越低，As與水鐵礦的結(jié)合程度就越弱；相反，時(shí)間越長(zhǎng)，水鐵礦的生長(zhǎng)時(shí)間就越長(zhǎng)，其結(jié)晶程度就越高，As和水鐵礦的結(jié)合程度就越高。因此，制備時(shí)間越短，As的釋放量越多；制備時(shí)間越長(zhǎng)，As的釋放量越少。As的含量對(duì)Fe的釋放有影響，As含量越少，F(xiàn)e的釋放量越多；As含量越高，F(xiàn)e的釋放量越少。這也與相關(guān)文獻(xiàn)中關(guān)于As的含量對(duì)Fe釋放的影響相一致。

時(shí)間為0h的樣品的釋放量明顯高于制備時(shí)間為5h和10h的樣品，當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行到14d的時(shí)候，制備時(shí)間0h的樣品的Fe含量達(dá)到28mg/L，同樣地，As的釋放也表現(xiàn)出相同的狀況。這是因?yàn)橹苽鋾r(shí)間越長(zhǎng)，水鐵礦的結(jié)晶度就越高，其Fe的釋放就越難進(jìn)行，As的釋放也隨之難以進(jìn)行；相反，制備時(shí)間越短，水鐵礦的結(jié)晶程度就越低，其Fe和As的釋放就越易進(jìn)行。

4 結(jié)論

本實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明：

（1）DIRB能夠有效溶解水鐵礦，當(dāng)水鐵礦表面的吸附節(jié)點(diǎn)不足以固持As時(shí)，As就會(huì)釋放進(jìn)入溶液中；

（2）制備時(shí)間對(duì)水鐵礦的結(jié)晶程度影響很大，時(shí)間越長(zhǎng)水鐵礦的結(jié)晶度越高，越不利于DIRB溶解水鐵礦；

（3）As含量對(duì)水鐵礦的影響很大，As含量越高，越不利于水鐵礦的結(jié)晶越不利于DIRB溶解水鐵礦；

（4）在DIRB作用下水鐵礦會(huì)向結(jié)晶度更高的產(chǎn)物轉(zhuǎn)化，如磁鐵礦。

參考文獻(xiàn)：

[1]Ali A H， Sandre O， Neveu S， et al. Synthesis of Goethite by Separation of the Nucleation and Growth Processes of Ferrihydrite Nanoparticles Using Microfluidics[J].Angewandte Chemie-International Edition， 2009， 48（13）： 2342～2345.

[2]Andreas V， Stephan J H. Catalyzed oxidation of arsenic（Ⅲ） by hydrogen peroxide on the surface of ferrihydrite： Aninsitu ATR- FTIR study[J].Environmental Science & Technology， 2003， 37（5）： 972～978.

[3]Banfield J F， Welch S A， Zhang H Z， et al. Aggregation-based crystal growth and microstructure development in natural iron oxyhydroxide biomineralization products [J].Science， 2000， 289（5480）： 751～754.

[4]Bartoli F， Philippy R， Burtin G. Pooly ordered hydrous Fe oxides， colloidal dispersion and soil aggregation. Ⅱ. Modification of silty soil aggregation with Fe（Ⅲ） polycations and model humic macromolecules[J].Journal of Soil Science， 1992， 43（4）： 59～75.

[5]Biber M V， Dos S M， Stumm M. The coordination chemistry of weathering： Ⅳ.Inhibition of the dissolution of oxide minerals[J].Geochimica et Cosmochimica Acta， 1994，58（9）： 1999～2010.

[6]Bigham J M， Schwertmann U， Carlson L， et al. A poorly crystallized oxyhydroxy sulfate of iron formed by bacterial oxidation of Fe（Ⅱ） in acid mine waters[J].Geochimica et Cosmochimica Acta， 1990， 54（10）： 2743～2758.

[7]Bishop J L， Pieters C M， Burns R G. Reflectance and Mossbauer spectroscopy of ferrihydrite –montmorillonite assemblages as Mars soil analog materials[J].Geochimica et Cosmochimica Acta， 1993， 57（19）： 4583～4595.

[8]Brearley A J， Prinz M. Cl chondrite-like clasts in the Nilpena polymict ureilite： Implications for aqueous alteration processes in Cl chondrites[J].Geochimica et Cosmochimica Acta， 1992， 56（3）： 1373～1386.

[9]孫振亞，牟善彬，葉先賢，等.一種顯微管狀構(gòu)造的羥鐵礦[J].科學(xué)通報(bào)，1995，40（23）：2196～2198.

[10]孫振亞，祝春水，龔文琪.鐵（氫）氧化物礦物對(duì)有機(jī)污染物的光催化氧化作用[J].礦物學(xué)報(bào)，2003，23（4）：341～348.

[11]王連方.地方性砷中毒與烏腳病[M].烏魯木齊：新疆科技衛(wèi)生出版社，1997.

[12]王小明，楊凱光，孫世發(fā)，等.水鐵礦的結(jié)構(gòu)、組成及環(huán)境地球化學(xué)行為[J].地學(xué)前緣，2011，18（2）：340～347.

[13]楊元根，劉叢強(qiáng)，吳 攀，等.貴州赫章土法煉鋅導(dǎo)致的重金屬積累[J].礦物學(xué)報(bào)，2003，23（3）：255～262.

[14]趙倫山，武 勝，周繼華，等.大同盆地砷、氟中毒地方病生態(tài)地球化學(xué)研究[J].地學(xué)前緣，2007，14（2）：225～235.