Shewanella oneidensis MR?1異化鐵還原誘導(dǎo)次生礦物固定鎘

童昆，徐成，吳崢，司友斌

（農(nóng)田生態(tài)保育與污染防控安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，合肥 230036）

重金屬鎘（Cd）是環(huán)境中常見的污染元素，其可通過植物富集后最終在人體內(nèi)積累，從而造成人體骨質(zhì)疏松、脊椎變形等疾病，日本的“痛痛病”事件，就是由于土壤Cd 污染造成稻米中重金屬大量累積，從而危害人體健康[1?2]。傳統(tǒng)的土壤重金屬污染修復(fù)方法，通常成本昂貴，操作也較為復(fù)雜，對大面積低濃度重金屬污染的適用性較低，而且大多化學(xué)藥劑的使用會對土壤造成二次污染。隨著微生物學(xué)、地球化學(xué)、環(huán)境科學(xué)等學(xué)科的交叉研究及不斷發(fā)展，微生物誘導(dǎo)的礦化技術(shù)被逐步應(yīng)用[3?6]，與傳統(tǒng)修復(fù)方法相比其具有更高的環(huán)境友好性與更好的修復(fù)效果。

微生物還原鐵礦物是誘導(dǎo)次生礦物的主要驅(qū)動力，重金屬在沉積物和地下水系統(tǒng)中的遷移受到鐵氧化物的影響[7]。鐵還原菌廣泛存在于自然環(huán)境中，微生物異化鐵還原過程指鐵還原菌利用各類有機(jī)物為電子供體，以胞外Fe3+為電子受體進(jìn)行微生物代謝活動，將Fe3+還原成Fe2+的過程。這一過程會加速鐵的晶型結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)變形成次生鐵礦，如磁鐵礦能被She?wanella putrefaciens介導(dǎo)產(chǎn)生綠銹[8]；水鐵礦會被She?wanella putrefaciensCN32 生物礦化轉(zhuǎn)化為針鐵礦、磁鐵礦及少量綠銹[9]；Shewanella oneidensisMR?1 在含磷酸鹽條件下能將鐵氧化物轉(zhuǎn)化為藍(lán)鐵礦[10]，生物轉(zhuǎn)化產(chǎn)生的次生鐵礦與非生物轉(zhuǎn)化來源的鐵礦相比，具有更高的比表面積，重金屬固定化及其他污染物原位控制效果也更好[11?13]。因此通過添加含F(xiàn)e3+電子受體的鐵礦物刺激鐵還原菌的生長活性，促使鐵礦晶體結(jié)構(gòu)改變的同時穩(wěn)定結(jié)合重金屬，建立一種生物、物理化學(xué)技術(shù)相互穿插的耦合技術(shù)，對有效降低土壤重金屬污染，提高污染場地生態(tài)恢復(fù)能力有重要意義。

盡管對異化鐵還原過程已有較多研究，但鐵還原微生物對鐵礦物結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化及其產(chǎn)生的次生鐵礦對重金屬的固定效果、礦化產(chǎn)物的特征及各類影響因素尚未完全揭示?；诖耍狙芯坎捎玫湫丸F還原菌S.oneidensisMR?1 為供試菌株，研究異化鐵還原誘導(dǎo)次生礦物對Cd2+的固定化效果，考察不同影響因素（pH、富里酸、生物炭）對反應(yīng)體系中鐵礦結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化及對重金屬滯?固特性的影響，從而更好地實(shí)現(xiàn)Cd2+的增強(qiáng)固定，為重金屬污染修復(fù)提供新的理論和現(xiàn)實(shí)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

藥品：氯化鎘（CdCl2）純度99%，購自阿拉丁試劑（上海）有限公司；富里酸（Fulvic acid，F(xiàn)A）純度95%，購自上海麥克林生化科技有限公司。

水鐵礦：Fe（OH）3，40 g Fe（NO）3·9H2O 溶于 500 mL 去離子水中，加入 330 mL 1 mol·L?1的 KOH，最后20 mL 逐滴加入，調(diào)節(jié)pH 為7~8，然后快速攪拌，迅速離心，洗滌除去其電解質(zhì)，在常溫下晾干備用。

赤鐵礦：Fe2O3，采集于河北某鐵礦區(qū)，純度60%~70%。

生物炭：木炭，購自上海海諾炭業(yè)有限公司，粒徑<0.7 mm，孔徑15~30μm。

試驗(yàn)菌種：奧納達(dá)希瓦氏菌MR?1（Shewanella oneidensisMR?1），由中國海洋微生物菌種保存管理中心提供。

菌懸液制備：將S. oneidensisMR?1 接種至 LB 培養(yǎng)基（牛肉膏5.0 g·L?1、蛋白胨10.0 g·L?1、NaCl 5.0 g·L?1），30 ℃、150 r·min?1培養(yǎng)24 h，離心收集菌體，菌體用生理鹽水重懸得到菌懸液，菌體濃度為108CFU·mL?1，備用。

生物炭負(fù)載菌劑：將S. oneidensisMR?1 接種至LB 培養(yǎng)基（牛肉膏 5.0 g·L?1、蛋白胨 10.0 g·L?1、NaCl 5.0 g·L?1），在 30 ℃、150 r·min?1條件下將菌體濃度培養(yǎng)至108CFU·mL?1，按1∶3 的比例（m/V，g/mL）投入滅菌后的生物炭，培養(yǎng)8 h后離心，得到生物炭負(fù)載菌劑。

1.2 試驗(yàn)方法

試驗(yàn)均在250 mL 頂空瓶中進(jìn)行，200 mL LB 培養(yǎng)基121 ℃滅菌20 min，試驗(yàn)接菌量為2 mL，體系中初始菌體濃度為106CFU·mL?1，充N2后用丁基硅膠蓋封口，以保證厭氧環(huán)境不受外界干擾，30 ℃、150 r·min?1恒溫振蕩培養(yǎng)。取樣時搖勻樣品，用無菌注射器取出部分樣品，測定Fe2+與Cd2+濃度。

以培養(yǎng)液在600 nm 處的吸收值（OD600）表示S.oneidensisMR?1 在不同Cd2+濃度下的生長特征，并轉(zhuǎn)化為細(xì)胞數(shù)，調(diào)節(jié) Cd2+濃度為 0、1、3、5、10、20 mg·L?1。設(shè)置初始 Cd2+濃度為 5 mg·L?1，鐵礦添加量 2 g，采用水鐵礦與赤鐵礦進(jìn)行微生物轉(zhuǎn)化Cd2+穩(wěn)定化試驗(yàn)，試驗(yàn)材料均在121 ℃滅菌20 min，同時設(shè)置純鐵礦吸附為對照。

影響因素設(shè)置：采用 0.1 mol·L?1HCl 溶液調(diào)節(jié)初始pH，由于堿性條件下Cd2+會發(fā)生化學(xué)沉淀，因此未設(shè)置堿性初始pH。設(shè)置初始pH 為4.0、5.0、6.0、7.0；富里酸（FA）添加濃度為10、20 mg·L?1。

電化學(xué)循環(huán)伏安法對水鐵礦在微生物還原作用下的電子得失能力進(jìn)行表征，對試驗(yàn)固相進(jìn)行X射線衍射（XRD）和X射線光電子能譜（XPS）分析。

1.3 分析測定方法

Fe2+測定：鄰菲羅啉分光光度法測定，樣品經(jīng)4 000 r·min?1離心 10 min 后過0.22 μm 濾膜得到濾液，吸取1 mL 濾液與9 mL 去離子水置于比色管中，依次加入pH 5.0 緩沖溶液 5 mL、0.2 mol·L?1鄰菲羅啉顯色劑 1 mL，搖勻放置5 min，吸收波長510 nm 處測定（723PC紫外分光光度計(jì)，上海菁華科技儀器有限公司）。

Cd2+測定：樣品經(jīng) 4 000 r·min?1離心 10 min 后過0.22 μm 濾膜得到濾液，0.5 mol·L?1HNO3稀釋定容后用電感耦合等離子體光譜儀測定（電感耦合等離子體光譜儀 iCAP6300，美國 Thermo Fisher），測定波長228.8 nm。

鐵礦物電子傳遞能力測試：樣品濾液快速移至杯中，在N2保護(hù)下采用傳統(tǒng)電化學(xué)三電極體系進(jìn)行CV掃描（CHI?660E型電化學(xué)工作站，上海辰華儀器有限公司）。工作電極為碳?xì)蛛姌O，對電極為鉑絲電極，參比電極為飽和甘汞電極。掃描范圍為?0.8~0.8 V，掃描速率為20 mV·s?1。

XPS測試：樣品溶液經(jīng)8 000 r·min?1離心10 min得到沉淀，將沉淀用去離子水清洗3次后進(jìn)行真空冷凍干燥得到固體粉末，粉末壓實(shí)后上機(jī)測定（XPS Thermo Fisher ESCALAB250），X射線激發(fā)源為單色AI Ka（hν=1 486.6 eV），功率150 W，X射線數(shù)斑500μm。

XRD 測試：XRD TTR?Ⅲ（日本理學(xué)），工作波長為CuKa 線（λ=0.154 17 nm），工作電壓40 kV，工作電流200 mA，掃描速度8 °·min?1。

1.4 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)均重復(fù)3次，處理結(jié)果均以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示，相關(guān)數(shù)據(jù)分析采用Excel和Origin 9.0軟件處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 S.oneidensis MR?1生長特性及其對Cd2+的耐受性

S. oneidensisMR?1 在不同初始Cd2+濃度下的生長曲線如圖1 所示。未添加Cd2+的情況下，菌種12 h后進(jìn)入快速生長期，12~48 h為其對數(shù)生長期，48 h菌體濃度達(dá)到1.0×108CFU·mL?1，持續(xù)培養(yǎng) 144 h 后穩(wěn)定在1.68×108CFU·mL?1。添加不同初始濃度Cd2+進(jìn)入體系后，細(xì)菌生長受到一定程度的抑制，單位毫升的細(xì)菌個數(shù)呈現(xiàn)不同程度的降低，受抑制程度與添加的 Cd2+濃度成正比。初始 Cd2+濃度為 20 mg·L?1的體系中，持續(xù)培養(yǎng)144 h 后菌體濃度亦能達(dá)到1.0×108CFU·mL?1以上。

S. oneidensisMR?1 在 20 mg·L?1Cd2+濃度范圍內(nèi)耐受性良好，隨著Cd2+濃度增加，其進(jìn)入對數(shù)生長期的時間會略有延遲。

2.2 S. oneidensis MR?1 還原鐵礦物誘導(dǎo)次生礦物對Cd2+的固定

微生物還原水鐵礦過程中Fe2+與Cd2+濃度的變化如圖2 所示。未接種S. oneidensisMR?1 的礦物體系中，礦物自身對Cd2+的吸附相對較少，溶液中Cd2+濃度較高，為 2.84 mg·L?1，24 h 后基本穩(wěn)定在 2.71 mg·L?1；接種S.oneidensisMR?1 后，溶液中 Cd2+濃度在 12 h后逐漸下降，144 h后逐漸穩(wěn)定在0.86 mg·L?1。對體系中的Fe2+測定發(fā)現(xiàn)，在未接種S.oneidensisMR?1 的礦物體系中，由于水鐵礦不溶于水，試驗(yàn)過程中Fe2+濃度均低于檢出限；接種S. oneidensisMR?1 后，F(xiàn)e2+濃度隨時間變化不斷增加，在0~36 h 緩慢上升達(dá)到3.36 mg·L?1，36~48 h增長最快，在288 h達(dá)到37.6 mg·L?1，這與微生物生長特性相似，表明S.oneidensisMR?1可以使水鐵礦發(fā)生溶解并被還原。

微生物還原赤鐵礦過程中Fe2+與Cd2+濃度變化如圖3 所示。未接種S.oneidensisMR?1 的礦物體系中，赤鐵礦自身對Cd2+的吸附較少，溶液中Cd2+濃度較高，12 h 時為 3.27 mg·L?1，48 h 后穩(wěn)定在 2.23 mg·L?1；加入S.oneidensisMR?1 后，溶液中 Cd2+濃度在 24 h 后逐漸下降，96 h 時為 0.18 mg·L?1，288 h 后溶液中 Cd2+濃度僅為 0.03 mg·L?1。未接種S. oneidensisMR?1 的礦物體系中Fe2+濃度均低于檢出限，加入S.oneidensisMR?1 后，F(xiàn)e2+濃度隨時間變化不斷增加，在0~24 h 緩慢上升達(dá)到 2.35 mg·L?1，24~36 h 增長最快，在 288 h達(dá)到23.86 mg·L?1，這與在水鐵礦試驗(yàn)中的研究結(jié)果相似，表明S.oneidensisMR?1也可以使赤鐵礦發(fā)生溶解并被還原。

在水鐵礦與赤鐵礦的微生物還原試驗(yàn)中，F(xiàn)e2+與Cd2+濃度呈顯著負(fù)相關(guān)，表明S.oneidensisMR?1 可能通過促進(jìn)鐵礦物還原過程中的晶型結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化，從而增強(qiáng)其對Cd2+的吸附固定。

2.3 初始 pH 對 S. oneidensis MR?1 還原鐵礦物介導(dǎo)Cd2+固定的影響

初始pH 對S. oneidensisMR?1 還原鐵礦物介導(dǎo)Cd2+固定影響的試驗(yàn)中Fe2+與Cd2+濃度的變化如圖4所示。酸性條件下Cd2+吸附固定量相對較多，在初始pH 5.0 的接種處理中Cd2+固定效果最好，在24~60 h內(nèi)快速下降，120 h 后溶液中Cd2+濃度低于檢出限，但初始pH 4.0 時礦物對Cd2+固定量較少，288 h 時溶液中Cd2+濃度為1.93 mg·L?1。水鐵礦在酸性條件下的溶出使溶液中Fe2+濃度迅速增加，12 h 內(nèi)Fe2+濃度便達(dá)到 7.05 mg·L?1左右，初始 pH 5.0 時，試驗(yàn)體系中Fe2+濃度在 288 h 后積累到 70.9 mg·L?1，而初始 pH 為6.0 時，試驗(yàn)體系中 Fe2+濃度最終達(dá)到59.3 mg·L?1，均高于初始pH 7.0 體系中的Fe2+濃度（37.6 mg·L?1），表明酸性條件更利于S.oneidensisMR?1 對鐵礦物的還原，但初始pH 4.0時Fe2+濃度在288 h時僅為11.6 mg·L?1。酸性條件下Fe2+濃度增長符合S.oneidensisMR?1生長及鐵還原特性。

初始pH 為5.0 時Fe2+還原溶解速率略快于pH 為6.0時，這與Cd2+濃度下降速率相一致，證明酸性條件下S.oneidensisMR?1促進(jìn)了水鐵礦的晶型結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化，進(jìn)而增強(qiáng)其對Cd2+的固定，但較低pH值抑制了S.oneiden?sisMR?1的生長，導(dǎo)致礦物對Cd2+的固定量減少。

2.4 FA 對S.oneidensis MR?1 還原鐵礦誘導(dǎo)次生礦物固定Cd2+的影響

添加不同濃度 FA 時，S. oneidensisMR?1 誘導(dǎo)次生礦物固定Cd2+試驗(yàn)中Fe2+與Cd2+濃度變化如圖5 所示。隨著FA 添加濃度的增加，試驗(yàn)體系中Cd2+濃度在反應(yīng)初期下降緩慢，可能是過高的FA 抑制了鐵礦物對Cd2+的吸附。隨著試驗(yàn)進(jìn)行，Cd2+濃度下降速率加快，最終Cd2+固定量相較無FA 試驗(yàn)體系略有提升，288 h 后初始 FA 為 10 mg·L?1和 20 mg·L?1溶液中的Cd2+濃度分別為 0.65 mg·L?1和 0.60 mg·L?1。添加 FA后Fe3+還原過程明顯增強(qiáng)，尤其在0~48 h 增速明顯變快，添加10 mg·L?1FA 的處理中，12 h后Fe2+濃度達(dá)到4.75 mg·L?1，添加 20 mg·L?1FA 的處理中 12 h 后 Fe2+濃度達(dá)到7.67 mg·L?1，48 h 時達(dá)到了24.39 mg·L?1，而水鐵礦+20 mg·L?1FA 處理中 Fe2+濃度僅在 12 h 時檢測為 1.07 mg·L?1，其余時間均低于檢出限，表明該試驗(yàn)中FA 在S.oneidensisMR?1還原鐵礦物時主要作為電子穿梭體，S.oneidensisMR?1 可通過其將電子傳遞給胞外的不可溶性Fe3+進(jìn)行還原，從而加快了電子傳遞速率。

FA 作為電子穿梭體，能促進(jìn)微生物對水鐵礦的還原，但效果不顯著，溶液中Fe2+濃度增加較少，誘導(dǎo)次生礦物固定Cd2+的效果不明顯。

2.5 生物炭對S. oneidensis MR?1 還原鐵礦誘導(dǎo)次生礦物固定Cd2+的影響

生物炭負(fù)載S. oneidensisMR?1 誘導(dǎo)次生礦物固定Cd2+試驗(yàn)中Fe2+與Cd2+濃度變化如圖6 所示。生物炭負(fù)載MR?1 吸附Cd2+對照體系中，Cd2+濃度在24 h后穩(wěn)定在2.21 mg·L?1，而生物炭負(fù)載MR?1+水鐵礦體系中Cd2+濃度持續(xù)下降，216 h 后逐漸穩(wěn)定在0.58 mg·L?1，比單一生物炭負(fù)載 MR?1 或水鐵礦體系的Cd2+固定效果提高。生物炭負(fù)載MR?1 反應(yīng)體系中Fe2+濃度均低于檢出限，生物炭負(fù)載MR?1+水鐵礦體系的溶液中Fe2+濃度在0~60 h 內(nèi)先增后減，60 h 之后Fe2+濃度低于檢測限。

生物炭是一種富碳的多孔材料，其孔隙結(jié)構(gòu)適合微生物居住，負(fù)載在生物炭上的S.oneidensisMR?1生長旺盛，鐵還原活性強(qiáng)，相比微生物直接誘導(dǎo)次生礦物有更好的Cd2+固定效果，但溶液中Fe2+濃度較低。

2.6 S. oneidensis MR?1 還原鐵礦物誘導(dǎo)次生礦物固定Cd2+的XRD分析

微生物還原鐵氧化物礦物誘導(dǎo)次生鐵礦物固定Cd2+的XRD 圖譜如圖7a 和圖7b。水鐵礦是一種弱結(jié)晶的鐵氫氧化物，晶型較差，其XRD 圖譜峰少且寬，反應(yīng)后產(chǎn)物固相在26.7°、14.1°、27.0°等處檢測出更明顯的衍射峰，經(jīng)過Jade 物相檢索與相關(guān)文獻(xiàn)比對[14]，確定衍射峰對應(yīng)的物質(zhì)為針鐵礦和磁鐵礦。隨著試驗(yàn)進(jìn)行，懸浮液的顏色變深，最終部分鐵礦粉末也能被磁鐵吸引，且顏色為黑色，可能是磁鐵礦。赤鐵礦反應(yīng)后在26.7°的衍射峰增強(qiáng)，對應(yīng)物質(zhì)為正方針鐵礦，68.2°產(chǎn)生了磁鐵礦衍射峰，且33.1°的赤鐵礦峰變強(qiáng)，可能是部分赤鐵礦結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化的重結(jié)晶導(dǎo)致，表明鐵礦物還原的過程中產(chǎn)生了晶型較好的次生礦物。

添加20 mg·L?1FA對MR?1還原鐵介導(dǎo)的水鐵礦晶型結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化通過XRD 表征，如圖7c 所示。反應(yīng)前的水鐵礦XRD 圖中沒有其他衍射峰，而反應(yīng)288 h 后在33.1°產(chǎn)生了赤鐵礦峰，在35.6°和62.2°產(chǎn)生了磁鐵礦峰；相對未添加FA 的微生物介導(dǎo)鐵轉(zhuǎn)化試驗(yàn)而言沒有產(chǎn)生針鐵礦，而產(chǎn)生了赤鐵礦，且磁鐵礦峰比未添加FA生物鐵轉(zhuǎn)化試驗(yàn)更強(qiáng)，表明添加FA產(chǎn)生的磁鐵礦含量、純度和結(jié)晶度更高，進(jìn)一步增強(qiáng)了Cd2+的固定。

為了進(jìn)一步驗(yàn)證生物炭負(fù)載MR?1 對水鐵礦晶型結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化的影響，體系中礦物的結(jié)晶狀態(tài)通過XRD 表征，如圖7d 所示。圖譜峰經(jīng)過Jade 物相檢索表明，在多個位置檢測出CaCO3峰，說明此生物炭內(nèi)富含CaCO3，反應(yīng)后在26.7°與39.2°處檢測出針鐵礦峰，反應(yīng)產(chǎn)物也能被磁鐵吸引，表明產(chǎn)生了次生鐵礦——針鐵礦與磁鐵礦。

2.7 S. oneidensis MR?1 還原鐵礦物誘導(dǎo)次生礦物固定Cd2+的電化學(xué)及XPS分析

利用電化學(xué)循環(huán)伏安法表征鐵礦物的氧化還原特性及S.oneidensisMR?1 不同生長時期對鐵氧化物礦物的還原能力，結(jié)果如圖8a 所示。反應(yīng)0 h 時未發(fā)現(xiàn)氧化還原峰，12 h 之后在 0.10 V 和?0.26 V 左右出現(xiàn)Fe2+和Fe3+氧化還原峰，48 h 時其氧化還原峰最大，表明此時鐵氧化還原速率相對較快，這與S.oneiden?sisMR?1 菌株生長特性相符。S. oneidensisMR?1 對鐵礦物有還原作用，鐵礦物結(jié)構(gòu)中氧化態(tài)鐵作為電子受體被還原得到Fe2+生成物，水鐵礦體現(xiàn)出較好的氧化還原活性。

微生物還原水鐵礦誘導(dǎo)次生礦物試驗(yàn)中固相產(chǎn)物XPS 全譜結(jié)果如圖8b 所示。反應(yīng)前后的XPS 結(jié)果表明（圖8c），固相產(chǎn)物O1s軌道峰Me—O峰面積比明顯增加，這可能是由于生成磁鐵礦及針鐵礦產(chǎn)生了更多的Fe—O 鍵，以及Cd2+在次生鐵礦成礦過程中取代Fe 形成了 Cd—O 鍵[15]；且 288 h 時固相 Cd3d 軌道峰中Cd—O峰面積比較高（圖8d），表明與礦物的表面吸附Cd2+相比，形成Cd—O 鍵固定才是固相產(chǎn)物中Cd2+的主要固定方式。一方面S.oneidensisMR?1 菌體表面豐富的官能團(tuán)可以形成Cd—O鍵，另一方面體系中產(chǎn)生的次生鐵礦——針鐵礦，其表面產(chǎn)生的大量羥基點(diǎn)位，也是 Cd—O 鍵的主要來源[12，16]。上述結(jié)果表明，次生鐵礦晶型結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化提供了更多的吸附點(diǎn)位，從而增強(qiáng)了Cd2+的固定，微生物誘導(dǎo)次生鐵礦的形成在Cd2+固定中發(fā)揮了重要作用。

3 討論

鐵氧化物是環(huán)境中重金屬的主要匯聚處，鐵的生物轉(zhuǎn)化與循環(huán)是土壤中一個重要的循環(huán)過程，利用異化鐵還原過程加以引導(dǎo)，誘導(dǎo)產(chǎn)生次生礦物吸附重金屬能更有效降低其生物有效性。YUAN 等[14]的研究表明，在微生物還原鐵的過程中，可以通過次生鐵氧化物和微生物細(xì)胞的吸附來固定較低濃度的Cd2+。MENG 等[17]探究得出針鐵礦與S. oneidensisMR?1 及電子穿梭體AQDS 的協(xié)同作用能有效降低鉻的生物有效性，從而更好地控制鉻在地下環(huán)境中的遷移和固定。BURTON 等[18]發(fā)現(xiàn)微生物還原Fe3+以及隨后生成Fe2+可以誘導(dǎo)形成次生鐵礦，這可能會改變Sb的形態(tài)和分配，導(dǎo)致其摻入新形成的次生鐵礦中。在此基礎(chǔ)上，本研究深入探討了鐵礦物和S.oneidensisMR?1體系中Cd2+的增強(qiáng)固定機(jī)理，由于Cd2+對微生物細(xì)胞的毒性[19?20]，使細(xì)菌生長受到一定程度抑制；采用的鐵礦為不溶性鐵礦，但在添加S. oneidensisMR?1 條件下，發(fā)現(xiàn)鐵礦能被異化鐵還原作用還原溶解出Fe2+，這與此前的研究結(jié)果一致[21]，最終異化鐵還原誘導(dǎo)產(chǎn)生次生鐵礦對Cd2+進(jìn)行固定；與鐵氧化物表面吸附相比，次生鐵礦晶型結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)化提供了更多的吸附點(diǎn)位，具備更強(qiáng)的固定效果，這與大多數(shù)重金屬及各類元素地球化學(xué)和鐵礦物學(xué)之間的耦合作用相似[22]。

環(huán)境pH以及各類腐殖質(zhì)影響著自然界中鐵礦物的演化，從而導(dǎo)致金屬絡(luò)合和吸附到礦物表面的能力發(fā)生變化[23]。本研究發(fā)現(xiàn)在酸性環(huán)境中，微生物還原鐵的動力學(xué)特性及產(chǎn)生次生鐵礦的晶型結(jié)構(gòu)均有所變化，這是由于生物鐵還原過程是一個質(zhì)子消耗過程[24?25]，較低 pH 也對S. oneidensisMR?1 菌種的細(xì)胞特性（如細(xì)菌生長、胞外電子轉(zhuǎn)移等）有一定影響[26]，進(jìn)而影響Cd2+的固定效率。FA 對鐵礦生物轉(zhuǎn)化過程有重要影響，本研究中添加FA 促進(jìn)了Fe3+還原過程并加強(qiáng)了Cd2+的固定，這可能是由于FA 主要作為電子穿梭體，并且其在成礦過程中可調(diào)控鐵還原菌鐵轉(zhuǎn)運(yùn)相關(guān)基因的表達(dá)，從而促進(jìn)次生礦物成礦效率[27?28]。生物炭作為一種重金屬修復(fù)劑，具有吸附重金屬的能力，且可以降低土壤中重金屬的遷移率和生物可利用性，此外，生物炭負(fù)載微生物已被證明是有效的環(huán)境修復(fù)手段[29?30]，可作為微生物的“定殖場所”[31]。本試驗(yàn)中生物炭改變了鐵還原菌在試驗(yàn)體系中的生長環(huán)境，雖然微生物還原水鐵礦產(chǎn)生的Fe2+被生物炭強(qiáng)吸附[32]，游離到溶液中極少，但較微生物直接誘導(dǎo)次生礦物有更好的Cd2+固定效果。值得注意的是，鐵還原的時間、速率以及環(huán)境中有機(jī)質(zhì)等不穩(wěn)定的各類物質(zhì)，這些特殊因素相互影響，對次生鐵礦的形成過程起主要作用。

本研究利用電化學(xué)方法對微生物還原條件下鐵礦物氧化還原特性進(jìn)行表征，發(fā)現(xiàn)鐵礦能接受鐵還原菌的電子轉(zhuǎn)移，這是鐵礦物可以被微生物還原的電化學(xué)基礎(chǔ)[33]，且氧化還原性質(zhì)與鐵還原菌生長特性一致。近期研究表明[34]，促進(jìn)鐵還原菌與鐵礦物之間的電子轉(zhuǎn)移會強(qiáng)化次生礦物的結(jié)晶。試驗(yàn)通過XRD 與XPS表征鐵礦物的晶型結(jié)構(gòu)發(fā)現(xiàn)，次生礦物更高的含量和結(jié)晶度能增強(qiáng)重金屬的固定，這為揭示微生物礦化菌與鈍化材料的耦合作用及更好地實(shí)現(xiàn)土壤重金屬的固定提供了科學(xué)依據(jù)。

4 結(jié)論

（1）菌株S.oneidensisMR?1能還原鐵礦物誘導(dǎo)產(chǎn)生次生礦物固定Cd2+，與鐵礦自身吸附相比，次生鐵礦有更好的Cd2+固定效果。

（2）酸性條件（pH≥5.0）、添加富里酸及使用生物炭負(fù)載微生物均能促進(jìn)菌株S.oneidensisMR?1 對鐵礦物的轉(zhuǎn)化，進(jìn)而增強(qiáng)Cd2+的固定。

（3）鐵氧化物礦物作為電子受體接受S.oneiden?sisMR?1的電子傳遞而被還原，鐵礦物的晶型結(jié)構(gòu)轉(zhuǎn)變提供了更多的吸附點(diǎn)位，增強(qiáng)了Cd2+的固定。