Summary
Lot en speciatie van arseen en kwik in watervoerende lagen zijn nauw verbonden aan fysio-chemische voorwaarden en microbiële activiteit. Hier presenteren we een oorspronkelijke experimentele kolominstelling die bootst een aquifer en maakt een beter begrip van het spoorelement biogeochemie in zuurstofvrije omstandigheden. Twee voorbeelden worden gepresenteerd, combinatie van geochemische en microbiologische werkwijzen.
Abstract
Lot en speciatie van spoorelementen (TEs), zoals arsenicum (As) en kwik (Hg), in watervoerende lagen zijn nauw verbonden aan fysio-chemische voorwaarden, zoals redox potentiële (Eh) en pH, maar ook aan microbiële activiteiten die een directe of indirecte rol kunnen spelen op soortvorming en/of mobiliteit. Inderdaad, sommige bacteriën kunnen rechtstreeks As(III) aan As(V) oxideren of As(V) tot As(III) te verminderen. Bacteriën zijn ook nauw betrokken bij Hg fietsen, hetzij via de methylering, vormen het neurotoxine monomethylether kwik, of via de beperken tot elementaire Hg °. Het lot van beide als en Hg zijn ook sterk gekoppeld aan de samenstelling van de bodem of aquifer; inderdaad, als en Hg kunt binden aan organische stoffen of (oxy) hydroxiden, die invloed op hun mobiliteit hebben zal. Op zijn beurt, bacteriële activiteiten zoals ijzer (oxy) hydroxide vermindering of organisch materiaal mineralisatie niet indirect kunnen beïnvloeden als en Hg sekwester. De aanwezigheid van sulfaat/sulfide kan ook sterk de invloed van deze bepaalde elementen door de vorming van complexen zoals thio-arsenates met als of metacinnabar met Hg.
Bijgevolg, vele belangrijke kwesties naar voren zijn gebracht over de lot en de speciatie van als en Hg in het milieu en het beperken van hun toxiciteit. Als gevolg van hun reactiviteit naar aquifer onderdelen is het echter moeilijk te duidelijk distantiëren van de biogeochemische processen die zich voordoen en hun verschillende effecten op het lot van deze TE.
Om dit te doen, ontwikkelden we een origineel, experimental, kolominstelling die een aquifer met de rijke gebieden als - of Hg-ijzer-oxide versus ijzer bootst uitgeput gebieden, waardoor een beter begrip van TE biogeochemie in zuurstofvrije omstandigheden. Het volgende protocol geeft stap voor stap instructies voor de kolom set-up voor als of Hg, evenals een voorbeeld met als onder de ijzer- en sulfaat vermindering van voorwaarden.
Introduction
Begrijpen en voorspellen spoorelement (TE) mobiliteit en biogeochemie in de-omgeving is essentieel om te controleren, ontwikkelen en toepassen van de juiste managementbeslissingen voor grondreiniging. Dit geldt met name in het geval van toxische TEs zoals arsenicum (As) en kwik (Hg). De lot en de speciatie van deze TEs in bodem of watervoerende lagen zijn nauw verbonden aan de fysisch-chemische voorwaarden, zoals Eh en pH, maar ook aan microbiële activiteiten die ofwel een directe rol kunnen spelen op soortvorming of een indirecte rol inzake mobiliteit.
Inderdaad, sommige bacteriën kunnen rechtstreeks As(III) aan As(V) oxideren of As(V) tot As(III) te verminderen. Dit beïnvloedt als toxiciteit, aangezien As(III) de meest giftige vorm van is als, en mobiliteit, aangezien As(III) is mobieler dan As(V), die gemakkelijk aan ijzer (oxy) hydroxiden of organisch materiaal1,2 adsorberen kan. Bacteriën zijn ook nauw betrokken bij kwik fietsen, hetzij via de methylering, voornamelijk door sulfaat en ijzer verminderen van bacteriën3,4, vormen het neurotoxine monomethylether kwik (gemakkelijk bioaccumulated in de voedselketen), of via de beperken tot vluchtige elementaire Hg (Hg °)5.
Beide zoals en Hg lot zijn ook sterk verbonden met de bodem of aquifer samenstelling, sinds verbindingen zoals organische stof of ijzer (oxy) hydroxiden hun sekwestratie en de biologische beschikbaarheid kunnen beïnvloeden. As(V) absorbeert goed aan ijzer (oxy) hydroxiden6, overwegende dat Hg een zeer hoge affiniteit voor organisch materiaal heeft (OM; vooral voor thiol-groepen) maar ook voor colloïdale ijzer of mangaan (oxy) hydroxiden in OM verarmd omgevingen7,8 , 9 , 10 , 11.
Bacteriële activiteiten kunnen dan invloed op het lot van TEs geadsorbeerde (oxy) hydroxiden of organisch materiaal door de reductie van ijzer (oxy) hydroxiden of de mineralisatie van organisch materiaal. Vermindering van de directe ijzer door bacteriën is dat de dominante weg voor ijzer vermindering van zwavel uitgeput zones12,13, Fe(III) wordt gebruikt als een terminal elektron acceptor, overwegende dat indirect, Fe(III) kan worden gereduceerd tot Fe(II) door sulfide gevormd door een bacteriële sulfaat reductie14. Bovendien, de aanwezigheid van sulfaat Hg kunt ook wijzigen en als soortvorming door de vorming van complexen zoals thio-arsenates15 met als of metacinnabar met Hg.
Dus, een beter begrip van de impact van de ijzer- en sulfaat fietsen over het lot van TE, zoals Hg en als, kan ons helpen om beter beheer van verontreinigde locaties en onderhoud van bodem-en waterkwaliteit. Gegevens kunnen ook bijdragen tot de versterking van de bestaande modellen van de metal-mobiliteit. Microbiële Fe (III)-vermindering16,17,18 de desorptie van TE kunnen veroorzaken. Theoretisch, kan de indirecte reductie van ijzer (oxy) hydroxiden door sulfide geproduceerd door de microbiële vermindering van sulfaat ook van invloed TE mobiliteit. De omvang en de kinetiek van deze reacties zijn echter over het algemeen studeerde in batch homogene systemen of batch microkosmos16,18,19,20. Het nadeel van batch experimenten is het ontbreken van dissociatie van de voorkomende verschijnselen; inderdaad, activiteit is gebaseerd op en beperkt door de middelen aanwezig zijn in de partij en enige geeft een eindresultaat van de verschuivingen in speciatie en adsorptie. Met behulp van een kolom aanpak kan de vernieuwing van borrelt media en het toezicht op het lot van TE over tijd en ruimte. Deze voorwaarden zijn realistischer in vergelijking tot een aquifer, waar reële verschijnselen nauw met continue doorsijpeling voorwaarden verbonden zijn. Bovendien is de heterogene ijzer (oxy) hydroxide voorkomt in de aquifer sedimenten gemeenschappelijk21,23, en de ruimtelijke veranderingen in de mineralogische en chemische samenstelling van de vaste fasen rijdt zeker microbiële activiteiten .
Om de invloed van deze heterogeniteiten op geo-microbiële verschijnselen en het lot van ijzer-geassocieerde TE verhelderen, ontwikkelden we een laboratorium, een voortdurend gevoed kolom vertegenwoordigt een vereenvoudigd model aquifer. De kolom is gevuld tot een zone van ijzer-uitgeput aan de ingang van de kolom en een ijzer-rijke zone boven. Regelmatige bemonstering poorten inschakelen dat elke zone afzonderlijk bestuderen evenals de interface-geassocieerde verschijnselen. Een voorbeeld van de toepassing van deze experimentele apparaat voor de studie van Hg lot en soortvorming is reeds beschikbaar24. We geven hier een gedetailleerde beschrijving van de experimentele opstelling en een tweede voorbeeld van de toepassing gericht op het gedrag van zoals in verontreinigde watervoerende lagen.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Protocol
1. experimentele voorbereiding
- Alle materialen (glas, polytetrafluorethyleen (PFTE)) in contact met monsters (5 dagen in de 20% salpeterzuur (HNO3) v/v) gevolgd door 5 dagen in zoutzuur (HCl) 10% (v/v) Acid-Wash). Meerdere malen met ultra pure water afspoelen en droog onder een laminaire flow hood voorafgaand aan gebruik.
- Gebruik handschoenen polyethyleen (of vergelijkbaar) en een zuurkast voor alle maatregelen met betrekking tot chemicaliën.
2. voorbereiding van Hg en als Spiked amorf ijzeroxiden
- Ongeveer 20 g ferryhydrate (Fe(OH)3) bereiden: Los 50 g FeCl3-6 H2O in 500 mL ultra pure water (soortelijke weerstand > 18 MΩ cm-1) onder de agitatie in een reactor van glas met een waaier van roestvrij staal of magnetische roerder. Eerste pH is < 2.
- Handmatig toevoegen een oplossing van 10 M NaOH te precipiteren ferryhydrate.
Opmerking: Er is ongeveer 50 mL moeten te precipiteren alle ijzer (oxy) hydroxiden. Breng de pH op 6 en onderhouden van agitatie voor 1 h te stabiliseren.- Voor Hg-spiked (oxy) hydroxiden: bereiden van 10 HgNO,3 bij 10 g L-1 mL en 350 µL toevoegen aan de natriumhydroxideoplossing (oxy).
Opmerking: Dit zal opleveren een definitieve Hg-inhoud in de natte (oxy) hydroxiden van ~ 4 µg g-1 (oxy) hydroxiden. - Voor (oxy) hydroxiden als-spiked: bereiden van 100 mL als2O325 10 g L-1 en 70 mL toe te voegen aan de ijzer-oxide-oplossing. Dit zal opleveren een definitieve As(III) inhoud van ~ 70 mg/g (oxy) hydroxiden.
- Voor Hg-spiked (oxy) hydroxiden: bereiden van 10 HgNO,3 bij 10 g L-1 mL en 350 µL toevoegen aan de natriumhydroxideoplossing (oxy).
- Laat onder agitatie met een roestvrij stalen waaier of magneetroerder voor 3 h en vervolgens centrifuge voor 20 min op 2.000 x g. Verwijder supernatant en resuspendeer de (oxy) hydroxiden in 500 mL ultra puur water. Herhaal het centrifugeren en stappen tweemaal spoelen. De vochtige (oxy) hydroxiden (vaste stoffen hebben een vochtgehalte van 85-90% pm) herstellen en bewaren bij 4 ° C tot gebruik.
- Steriliseren vochtige Hg of als-spiked ijzeroxiden in gammastraling, met een minimale geabsorbeerde stralingsdosis van 25 kGy.
- Controle van Hg en als (oxy) hydroxiden inhoud
- Bepalen wat Hg inhoud van de pellet-26.
Opmerking: We vonden 3,90 ± 0.08 µg Hg g-1 vaste. Zo was de totale hoeveelheid kwik toegevoegd aan elke kolom in de 18.3 g ijzeroxiden 71,4 ± 1.51 µg. - Bepalen als de inhoud in de pellet. Hete zure mineralisatie (8 mL 5 N HCl voor 4 uur bij 50 ° C) gebruiken en analyseren door atomaire Adsorption spectrometrie (AAS).
Opmerking: We vonden 70 mg als g-1 vaste. Zo was de totale hoeveelheid als toegevoegd aan de kolom in de 18.3 ijzeroxiden g ~1.3 g.
- Bepalen wat Hg inhoud van de pellet-26.
3. voorbereiden van Silica Gel en zand Matrix
Opmerking: Een losse silicagel matrix werd gebruikt om te stoppen met de fijne ijzeroxiden migreren van het zand/ijzeroxide mengsel onder de waterstroom. De definitieve gel matrix was 6% silicagel om niet een blok vormen maar gewoon om losjes statistische stikstofoxiden.
- Bereiden van een 10% silicagel mengsel door het verhitten van 4 g van silica gel in 40 mL van een oplossing van 7% KOH op een hete plaat, roeren met een bar van de magnetische roer tot het is opgelost.
- Voeg 60 mL ultra pure water dan koel de oplossing voor ~ 20 ° C. Snel Titreer met verdund fosforzuur (20%) op een pH van 7.5. Dan mengen snel de vloeibare silicagel met 320 g steriel zand en de eerder toegevoegde 18.3 g van Hg-spiked of als-spiked ijzeroxiden voordat het stolt.
- Het "jellified" mengsel breken door het te mengen met een spatel en houd steriele vóór gebruik in stap 4.
4. setup de kolom
- Kolomsgewijs van glas met een jas van de water koeling systeem (inwendige volume = 400 mL, hoogte = 30 cm, diameter 3,5 cm) en vijf silica septa instellen regelmatig (om de 5 cm) langs de kolommen om u om te proeven van alle langs de kolom.
- Snijd de PTFE-buis (PTFE int Ø 3 mm) om ervoor te zorgen voldoende lengte op de kolom inlaat en uitlaat. Sluit de instroom aan peristaltische buis, die op zijn beurt is aangesloten op de levering van water/medium.
- Alle materialen (glas, slangen) steriliseren in autoclaaf (1 h bij 110 ° C).
- Kolom verticaal koppelen.
- De water jas verbinden met een waterkoeling systeem om een gemiddelde temperatuur van 20 ° C.
- Kolom vanaf de top als volgt invullen:
-Een laag uit vochtige rotswol om te voorkomen dat solide verlies;
-320 g steriel zand (zand van Fontainebleau, D50 = 209 µm);
-320 g steriel zand gemengd met 18.3 g gehydrateerd amorf ijzeroxiden verrijkt met Hg of als (zie stap 1) en vaste in een matrix van de silica gel 6% (zie stap 2). - Kolom verticaal koppelen en verbinden van ascendant stroom continu N2 borrelen ultrazuiver steriel water op lage snelheid (~ 2 mL h-1).
- Dekking van de kolom met aluminiumfolie om te beschermen tegen het licht.
Figuur 1: Sketch en foto van de kolominstelling. Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Representative Results
Voorbeeld 1. Gevolgen van de vermindering van het ijzer van mobiliteit als soortvorming
De As kolom was direct geënt met grondwater van een site presenteren een As-concentratie hoger dan de drinken normen (Bracieux, Loire et Cher, Frankrijk). Grondwater werd bemonsterd in steriele flessen, en bij 5 ° C tot gebruik opgeslagen. De kolom van de bodem werd gevoed met dit water met de natuurlijke endogene microbiële Gemeenschap op een laag debiet (2 mL h-1) ter vergemakkelijking van de bacteriële gehechtheid aan het zand. Temperatuur was in eerste instantie vastgesteld op 25 ° C om de gunst van microbiële groei en vervolgens daalde, na 54 dagen continu experiment, tot 14 ° C, die de temperatuur van de aquifer is. Na de eerste inenting stap, van dag 0 tot dag 17, sulfaat, lactaat en gist extract werden (respectievelijk 370 mg L-1830 mg L-1en 250 mg L-1) geïntroduceerd in de voeding water sulfaat bioreduction activeren.
Voorbeeld 2. Effect van bacteriële ijzer en ijzer/sulfaat vermindering op Hg mobiliteit en soortvorming
Voor dit experiment waren twee kolommen setup identiek. De eerste was geënt met een ijzer-reducerende bacteriële Gemeenschap en geleverd met zowel molybdaat (0,40 mmol L-1), voor de remming van sulfaat reductie, en glucose, om de gunst van ijzer-reducerende bacteriën (IRB kolom). Een andere kolom was geënt met een sulfaat-reducerende bacteriële Gemeenschap en gevoed met sulfaat te maken van een vermindering van de zone in de zandige lagere sulfaat helft van zowel de kolom als de natrium lactaat als substraat (SRB kolom).
De twee experimentele verticale apparaten werden gevoed vanuit de bodem, eerst met steriele ultra pure water, en vervolgens met grondwater dat werd gesteriliseerd met autoclaaf (121 ° C gedurende 20 minuten). Dit grondwater werd bemonsterd in een chloor-alkali Hg verontreinigde site (hierna aangeduid als Site X want de locatie vertrouwelijke is). Een peristaltische pomp werd gebruikt en de voeding debiet werd vastgesteld op 2,8 mL h-1. Voordat de inenting, werden de kolommen eerst gespoeld gedurende één week met ultra pure water, een stap waarin totaal opgeloste Hg ([THg]D) en totaal opgeloste ijzer ([TFe]D) werden gevolgd in de uitstroom. Vervolgens werden kolommen gevoed gedurende een week met steriele Site X water om te controleren op de afwezigheid van abiotische kwik mobilisatie. De kolommen werden dan gevoed met water van de Site X gewijzigd met lactaat en sulfaat (370 mg L-1 van natriumsulfaat) en 830 mg L-1 van natrium lactaat voor de kolom SRB, en met glucose en molybdaat (10 g L-1 en 0.40 mmol L-1) voor de IRB kolom. Na deze voorbereidende abiotische stappen, waren 20 mL van entmateriaal geïnjecteerd in het borrelt water voor elke kolom op dag 21.
Entmateriaal werden voorbereid door het verrijken van de endogene bacteriële Gemeenschap uit de Hg verontreinigde Site X in specifieke voedingsbodems ten gunste van vermindering van sulfaat of ijzer verminderen. De voorbereiding van beide media was eerder beschreven27. Zodra de vermindering van sulfaat en ijzer werden bevestigd door te meten [SO42 -] / s2 -] en [Fe(III)]/[Fe(II)] in deze verrijking, werden zij gebruikt om beënten de SRB en IRB kolommen, respectievelijk.
Resultaten van de experimenten van kwik kolom zijn beschikbaar in Hellal et al. (2015) 24.
Voor dit experiment van de kolom op arseen mobiliteit, het gedrag in de tijd van de concentraties van sulfaat [SO42 -], totaal opgeloste ijzer (< 0,45 µm) [TFe]D, en totaal opgeloste arseen [TAs]D in de outlet oplossing zijn afgebeeld in figuur 2A, en de evolutie van deze elementen, alsmede de pH en de Eh langs de kolom profiel na 54 dagen incubatie zijn afgebeeld in figuur 2B.
Figuur 2 . Controle van de kolom. (A) temporele evolutie van [SO42 -], [TAs]Den [TFe]D gecontroleerd aan de uitlaat van de kolom. (B) verticale kolom profielen voor pH, Eh (Ref. Ag/AgCl), [SO42 -], [S2], [TAs]D, en [TFe]D na 54 dagen toezicht.
Na twee weken van continue experimenten met sulfaat en lactaat in de feed, werd een zwart-gekleurde neerslag waargenomen op het raakvlak tussen de twee lagen van zand (figuur 3A). Deze zwarte zone binnengevallen geleidelijk de hoogste ijzer (oxy) hydroxide-verrijkt zone van de kolom (figuur 3B). Aan het einde van het experiment (dag 95), was de gehele bovenlaag zwart (Figuur 3 c).
Figuur 3: Wijzigingen in het aspect van de hydroxide zone in de kolom tijdens het experiment.
(A) de zwarte zone verscheen op het raakvlak (dag 35), (B) de zwarte precipitaten binnengevallen geleidelijk de hydroxide zone (dag 45), (C) de hydroxide zone was geheel zwart (dag 65). Klik hier voor een grotere versie van dit cijfer.
Na 35 dagen continu wordt uitgevoerd, werd een afname van de [SO42 -] waargenomen bij de uitlaat van de kolom, gevolgd door een voorbijgaande verhoging van [TFe]D in de 0,45 µm gefiltreerd monsters. Vanaf dag 60, werd een aanzienlijke stijging van [TAs]D in de outlet water gemeten. Een profiel van de fysische en chemische parameters langs de experimenteel systeem werd verkregen op dag 54, wanneer de sulfaat-reductie duidelijk actief was, door middel van steekproeven door de 5 septa. De pH deed niet variëren, resterende dicht bij pH 7 (van 7.00 tot 7.32) vanaf de onderkant tot de bovenkant van de kolom. Daarentegen, de potentiële redox was duidelijk anders in de twee lagen (figuur 2B), presentatie van de waarden in de buurt -400 mV (ref. Ag/AgCl) in de bodem, verstoken van ijzer, en verhogen tot waarden in de buurt-200 mV (ref.Ag/AgCl) in de bovenste zone van de ijzer-rijk. In de onderste laag, opgeloste sulfide bereikte concentraties dicht bij 20 mg L-1, en daarna daalde tot waarden lager dan 1 mg L-1 in de ijzer-rijke zone. De sulfaat concentratie was wereldwijd lager in de kolom dan in de filtercapaciteit; echter daalde het scherp op het raakvlak tussen ijzer-beroofd en ijzer-rijke gebieden. Arseen is opgetreden in de 0,45 µm gefilterde monsters uit de bovenste zone, die deel uitmaakt van het ijzer (oxy) As-spiked hydroxiden). Thio-arsenaat soorten werden waargenomen dichtbij van de zone van de interface en het intermediaire product van sulfaat-vermindering; thiosulfate was aanwezig in de onderste laag ijzer-beroofd28.
De resultaten van de profielen van sulfaat en thio-arsenaat concentratie aangegeven een piek van sulfaat-vermindering van de activiteit op het raakvlak tussen ijzer-beroofd en ijzer-rijk lagen. In de ijzer-rijke laag moet de meest waarschijnlijke voorkomende processen Fe(III) vermindering door opgeloste sulfide te produceren Fe(II), die vervolgens met opgeloste sulfide als de zwarte FeS minerale29zou neerslaan. Sommige arseen in eerste instantie gebonden aan de ijzer (oxy) hydroxiden kon zijn gemobiliseerd door de vermindering van de Fe(III), maar vervolgens opnieuw geadsorbeerde op de resterende ijzer (oxy) hydroxiden zolang adsorptie sites beschikbaar waren. Als de zwarte FeS voorkant naar boven vorderde, wordt de hoeveelheid beschikbare adsorptie sites daalde en arseen concentratie in de uitlaat water verhoogd. De hogere sulfaat-reducerende activiteit, gemeten in de buurt van de ijzer-beroofd en iron-rich interface, kan worden verklaard door de consumptie van opgeloste sulfide van ijzer; Aangezien het product afgegeven van sulfaat-vermindering werd geconsumeerd, was deze reactie energetisch gunstiger30. Dit verschijnsel werd waargenomen dankzij de kolominstellingen.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Discussion
De experimentele kolominstelling bleek te zijn een handige laboratorium apparaat om anaërobe biogeochemische processen in continue voorwaarden te bestuderen. Doorlopende kolom systemen kunnen werken in omstandigheden dichter aan die van echte watervoerende lagen dan drijfmest batch systemen of microkosmos. CONTINUPROCÉDÉ kunnen simuleren de beweging van het grondwater door aquifer sedimenten.
De meest kritische stap in het protocol bereidt de TE-ijzer (oxy) hydroxiden en het mengsel met silica gel en zand, die moet snel worden gemaakt met het oog op een homogene structuur. Buiten deze algemene kritieke stap, de voorbereiding van de verontreinigende stof-spiked (oxy) hydroxiden moet zorgvuldig worden ontworpen ter vertegenwoordiging van een geschikt model van het natuurlijke systeem wezen studeerde17.
De kolom werd geconcipieerd dat bemonstering op verschillende niveaus, waardoor toegang tot profielen van fysio-chemische en biologische parameters. Het systeem kan dus verschillende lagen die in situ heterogeniteiten simuleren bevatten. Hier, werden heterogeniteiten van ijzer concentratie in natuurlijke watervoerende lagen gesimuleerd; andere soorten mineralogische heterogeniteiten kunnen echter worden bestudeerd door het soort synthetische minerale opgenomen in de silica gel aan te passen. De silicagel matrix voorkomen efficiënt het verkeer van fijne deeltjes van ijzer (oxy) hydroxiden. In de gegeven voorbeelden de kolommen waren geënt met natuurlijke microflora van grondwater19, echter de kolom en de bijbehorende apparatuur kan worden gesteriliseerd, experimenten met zuivere bacteriestammen kunnen worden beschouwd.
De beperkingen van de techniek zijn gekoppeld aan de grootte van het experimentele apparaat. De hoeveelheid vloeistof die van elke bemonstering-poort kan worden bemonsterd moet worden beperkt tot 5 mL (maximaal) omdat de bemonstering de systemen evenwicht verstoort. De omvang van de verstoring zal worden gerelateerd aan het voederen debiet: voor zeer lage voeding debiet, de verstoring groter zullen zijn dan voor hoger debiet. Dus, het lage bemonstering volume verkleint u het bereik van metingen en analyses die kunnen worden uitgevoerd. De frequentie van bemonstering in de bemonstering van havens moet ook worden beperkt tot laat de kolom bereiken een nieuw evenwicht tussen de bemonstering van elk profiel. Om soortgelijke redenen, moet de bemonstering van massief materiaal via de bemonstering-poorten worden beperkt tot zeer kleine hoeveelheden. Een andere beperking van de techniek is het probleem reproduceerbaar experimenten uitvoeren in meerdere kolommen, omdat in de continu voeding voorwaarden het zou zeer moeilijk te handhaven van identieke omstandigheden in parallelle apparaten.
De huidige experimentele kolominstelling verwerft gegevens met betrekking tot de verschijnselen die zich voordoen in watervoerende lagen die niet kunnen worden verkregen met behulp van de batch voorwaarden. In het kader van een volledige studie is het een belangrijke aanvulling op de klassieke batch experimenten die kunnen worden uitgevoerd in repliceert17,20.
Potentiële toepassingen van deze experimentele opzet omvatten de opheldering van biogeochemische processen inducerende het vrijkomen van giftige TEs (bvals, Se) uit natuurlijke geologische formaties en de evaluatie van de impact van menselijke activiteiten op deze processen, zoals een input van nitraat of bestrijdingsmiddelen in grondwater, bijvoorbeeld, of de schommelingen van de grondwaterstand. De kolommen kunnen ook zinvol zijn in het testen van bioremediatie opties31 voor de biologische afbreekbaarheid van de organische verontreinigende stoffen of de stabilisatie van anorganische contaminanten zoals Hg.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Disclosures
De auteurs hebben niets te onthullen.
Acknowledgments
Dit werk werd mede gefinancierd door BRGM, een postdoctorale subsidie van de Conseil Général du Loiret en het Carnot-Instituut. We erkennen ook dankbaar de financiële steun aan de PIVOTS-project van de Région Centre - Val de Loire.
Materials
| Name | Company | Catalog Number | Comments |
| 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 40x38 & SVL 42). note: this design was discussed directly with the company. We recommend to find a local glazier. |
| Septa PTFE/silicone diameter 20 mm | Sigma-Aldrich | 508608 | |
| PTFE tubing ID 3 mm | 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 irradiation | Ionisos, Dagneux, France | ||
| Automatic Mercury Analyzer (AMA 254) | Courtage Analyses, France | ||
| Varian SpectrAA 300 Zeeman | Agilent | ||
| Name | Company | Catalog Number | Comments |
| Chemicals | |||
| HNO3 Supra pur | VWR | 1.00441.1000 | Manufacturer: Merck |
| HCL 30% Supra pur | VWR | 1.00318.1000 | Manufacturer: Merck |
| Hg(NO3)2 | Merck | 516953 | |
| As2O3 | Merck | 202673 | |
| FeCl3-6H2O | Merck | 207926 | |
| silica gel | Sigma-Aldrich | 336815-500G |
References
- 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. The Biochemistry of Mercury in the Environnment. Nriagu, J. O. , Elsevier. Amsterdam. 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). . , Université Henry Poincaré - Nancy 1, Pages. (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).
