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.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Protocol
1. eksperimentel forberedelse
- Acid-Wash alle materialer (glas, polytetrafluorethylen (PFTE)) i kontakt med prøver (5 dage i 20% salpetersyre (HNO3) v/v) efterfulgt af 5 dage i saltsyre (HCl) 10% v/v). Skyl flere gange med ultra rent vand og tør under en laminar flow hood før brug.
- Bruge polyethylen handsker (eller lignende) og et stinkskab for alle skridt involverer kemikalier.
2. klargør Hg og som spidse amorfe jernoxider
- Forberede ca. 20 g ferryhydrate (Fe(OH)3): 50 g FeCl3-6 H2O i 500 mL af ultra rent vand opløses (resistivitet > 18 MΩ cm-1) under agitation i en glas reaktor med en rustfrit stål løbehjulet eller magnetiske omrører. Indledende pH er < 2.
- Manuelt tilføje en opløsning af 10 M NaOH at udfælde ferryhydrate.
Bemærk: Ca. 50 mL vil være forpligtet til at udfælde alle jern (oxy) hydroxider. PH indstilles til 6 og opretholde ophidselse for 1 t til at stabilisere.- Til Hg-spidse (oxy) hydroxider: forberede 10 mL på HgNO3 til 10 g L-1 og tilføje 350 µL (oxy) hydroxid løsning.
Bemærk: Dette vil give en afsluttende Hg indhold i de våde (oxy) hydroxider af ~ 4 µg g-1 (oxy) hydroxider. - For som spidse (oxy) hydroxider: forberede 100 mL som2O325 på 10 g L-1 og tilføje 70 mL til jernoxid løsning. Dette vil give en afsluttende As(III) indhold på ~ 70 mg/g (oxy) hydroxider.
- Til Hg-spidse (oxy) hydroxider: forberede 10 mL på HgNO3 til 10 g L-1 og tilføje 350 µL (oxy) hydroxid løsning.
- Forlade under omrøring med en rustfrit stål løbehjulet eller magnetomrører for 3 h og derefter centrifugeres i 20 min. på 2.000 x g. Fjern supernatanten og genopslæmmes (oxy) hydroxider i 500 mL af ultra rent vand. Gentag centrifugeringen og skylning trin to gange. Genskab de fugtige (oxy) hydroxider (faste stoffer har et vandindhold på 85-90% wt.) og opbevares ved 4 ° C indtil brug.
- Sterilisere fugtigt Hg eller som spidse jernoxider af gammastråling, med en minimum absorberede dosis af 25 kGy.
- Styre Hg og som (oxy) hydroxider indhold
- Bestemme Hg indholdet af pellet26.
Bemærk: Vi fandt 3,90 ± 0,08 µg Hg g-1 fast. Således var den samlede mængde kviksølv tilføjes i hver kolonne i 18,3 g af jernoxider 71,4 ± 1,51 µg. - Bestemme indholdet i toerstoffet. Brug varmt syre mineralisering (8 mL 5 N HCL i 4 timer ved 50 ° C) og analysere af Atomic Adsorption massespektrometri (AAS).
Bemærk: Vi fandt 70 mg som g-1 fast. Således var den samlede mængde som ekstra til kolonnen jernoxider 18,3 g ~1.3 g.
- Bestemme Hg indholdet af pellet26.
3. Forbered Silica Gel og Sand Matrix
Bemærk: En løs silicagel matrix blev brugt til at stoppe de fine jernoxider overflytning fra sand/jernoxid blandingen under vandet flyde. Den endelige gel matrix var 6% silicagel for ikke at danne en blok men blot løst aggregere nitrogenoxider.
- Forbered en 10% silica gel blanding af varme 4 g af silicagel i 40 mL af opløsning af 7% KOH på en varmeplade, omrøring med strandbar magnetiske rør indtil opløst.
- Tilføje 60 mL af ultra rent vand og derefter køle løsning til ~ 20 ° C. Hurtigt titreres med fortyndet phosphorsyre (20%) til pH 7,5. Derefter blandes hurtigt flydende silica gel med 320 g sterilt sand og de tidligere tilføjede 18,3 g af Hg-spiked eller som spidse jernoxider før det størkner.
- Bryde op "jellified" blandingen ved at blande med en spatel og holde sterile før brug i trin 4.
4. opsætning af kolonnen
- Bruge glas kolonner med en vand jakke kølesystem (indre volumen = 400 mL, højde = 30 cm, diameter 3,5 cm) og fem silica sat regelmæssigt septa (hver 5 cm) langs kolonnerne, der giver dig mulighed at prøve alle langs kolonnen.
- Skære PTFE slanger (PTFE int Ø 3 mm) for at sikre tilstrækkelig længde på den kolonne luftindtag og -udtag. Tilslut tilstrømningen til peristaltiske slanger, som igen er tilsluttet vand/medium levering.
- Sterilisere alle materialer (glas, slanger) ved autoklavering (1 h på 110 ° C).
- Tilknyt kolonne lodret.
- Tilslut vandet jakke til en vandkølingssystem at opretholde en gennemsnitlig temperatur på 20 ° C.
- Udfylde kolonne fra toppen som følger:
-Et lag af fugtig stenuld at undgå solid tab;
-320 g sterilt sand (Fontainebleau sand, D50 = 209 µm);
-320 g sterilt sand blandet med 18,3 g hydreret amorfe jernoxider spiked enten med Hg eller som (Se trin 1) og fast i en 6% silica gel matrix (Se trin 2). - Vedhæfte kolonne lodret og forbinde ascendant flow af løbende N2 boblede ultrarent sterilt vand ved lav hastighed (~ 2 mL h-1).
- Omfatte kolonnen med aluminiumsfolie til at beskytte mod lys.
Figur 1: Skitse og foto af opsætningen kolonne. Venligst klik her for at se en større version af dette tal.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Representative Results
Eksempel 1. Virkningen af jern reduktion af som mobilitet og typebestemmelse
Som kolonne var direkte podet med grundvand fra en hjemmeside præsenterer en As koncentrationen højere end de drikke standarder (Bracieux, Loire et Cher, Frankrig). Grundvandet blev samplet i sterile flasker, og opbevares ved 5 ° C indtil brug. Kolonnen blev fodret fra bunden med dette vand indeholdende den naturlige endogene mikrobielle samfund ved en lav gennemstrømningshastighed (2 mL h-1) for at lette bakteriel tilknytning til sandet. Temperaturen var oprindeligt fastsat til 25 ° C for at favorisere microbial vækst og derefter faldt efter 54 dage af kontinuerlig eksperiment, til 14 ° C, som er temperaturen på de vandførende lag. Efter indledende podning trin, fra dag 0 til dag 17, sulfat, laktat og gær extract blev (henholdsvis 370 mg L-1, 830 mg L-1og 250 mg L-1) indført i fodring vandet for at aktivere sulfat bioreduction.
Eksempel 2. Virkningen af bakteriel jern og jern-sulfat reduktion på Hg mobilitet og typebestemmelse
For dette eksperiment blev to kolonner setup identisk. Først blev podet med en jern-reducerende bakterielle samfund og leveres med både molybdat (0,40 mmol L-1), at hæmme sulfat reduktion, og glukose, at favorisere jern-reduktion bakterierne (IRB kolonne). En anden kolonne blev podet med en sulfat-reducerende bakterielle samfund og fodret med sulfat til at oprette en sulfat, reducere zone i den sandede lavere halvdelen af kolonne samt natrium laktat som substrat (SRB kolonne).
De to eksperimentelle lodrette enheder blev fodret fra bunden, først med sterile ultra rent vand, og derefter med grundvand, der blev steriliseret ved autoklavering (121 ° C i 20 min). Dette grundvand var stikprøven i en klor-alkali Hg forurenet websted (refereret til som Site X da placeringen er fortrolige). En peristaltisk pumpe blev brugt og fodring strømningshastigheden blev fastsat til 2,8 mL h-1. Før podning, blev kolonnerne først skylles i en uge med ultra-rene vand, et trin, hvor alt opløst Hg ([THg]D) og total opløst jern ([TFe]D) blev overvåget i udstrømningen. Næste, kolonner blev fodret i løbet af en uge med steril Site X vand at kontrollere mangel af abiotiske kviksølv mobilisering. Kolonnerne blev derefter fodret med Site X vand ændret med laktat og sulfat (370 mg L-1 natriumsulfat) og 830 mg L-1 for sodium lactat for kolonnen SRB, og med glucose og molybdat (10 g L-1 og 0,40 mmol L-1) til kolonnen IRB. Efter disse indledende abiotiske trin, blev 20 mL af inokulum sprøjtet ind i inflowing vand i hver kolonne dag 21.
Inocula blev udarbejdet af berigende endogene bakteriel Fællesskabet fra Hg-forurenet Site X i specifikke kultur medier favorisere enten sulfat begrænsning eller reduktion af jern. Forberedelse af begge medier var tidligere beskrevet27. Når reduktion af sulfat og jern blev bekræftet ved at måle [så42 -] / s2 -] og [Fe(III)]/[Fe(II)] i disse enrichments, de var vant til podes kolonnerne SRB og IRB henholdsvis.
Resultater fra kviksølv kolonne eksperimenter er tilgængelige i Hellal et al. (2015) 24.
For denne kolonne eksperiment på arsen mobilitet, opførsel over tid af koncentrationerne i sulfat [så42 -], total opløst jern (< 0,45 µm) [TFe]D, og total opløst arsen [TAs]D i forretningen Løsningen er givet i figur 2A, og udviklingen af disse elementer som pH og Eh langs profilen kolonne efter 54 dage til inkubation gives i figur 2B.
Figur 2 . Overvågning af kolonnen. (A) tidsmæssige udvikling af [så42 -], [TAs]Dog [TFe]D overvåges på kolonne outlet. (B) lodret kolonne profiler for pH, Eh (Ref. Ag/AgCl), [så42 -], [S2 -], [TAs]D, og [TFe]D efter 54 dage for overvågning.
Efter to ugers kontinuerlig eksperimenter med sulfat og laktat i foderet, blev en sort-farvede bundfald observeret på grænsefladen mellem de to lag af sand (figur 3A). Denne sort zone invaderede gradvis top jern (oxy) hydroxid-beriget zone af kolonnen (figur 3B). I slutningen af forsøget (dag 95), hele øvre lag var sort (figur 3 c).
Figur 3: Ændringer i aspekt af zonen hydroxid i kolonnen under eksperimentet.
(A) den sorte zone optrådte på grænsefladen (dag 35), (B) sort bundfald gradvis invaderede hydroxid zone (dag 45), (C) hydroxid zone var helt sort (dag 65). Venligst klik her for at se en større version af dette tal.
Efter 35 dage for kontinuerlig drift, blev et fald i [så42 -] observeret på kolonne outlet, efterfulgt af en forbigående stigning i [TFe]D i 0,45 µm filtreres prøver. Fra dag 60, blev en betydelig stigning af [TAs]D i outlet vand målt. En profil af de fysiske og kemiske parametre langs den eksperimentelle system blev opnået på dag 54, da sulfat-reduktionen var klart aktive, ved prøveudtagning gennem 5 septa. PH ikke variere, resterende tæt på pH 7 (fra 7.00 til 7,32) fra bunden til toppen af kolonnen. Derimod redox potentiale var klart forskellig i de to lag (figur 2B), præsenterer værdier tæt på-400 mV (ref. Ag/AgCl) i bunden, berøvet af jern, og stigende værdier tæt på-200 mV (ref.Ag/AgCl) i zonen top jern-rige. I det nederste lag, opløste sulfid nåede koncentrationer tæt på 20 mg L-1, så faldt til værdier lavere end 1 mg L-1 i zonen jern-rige. Sulfat koncentrationen var globalt lavere i kolonnen end i foder vandet; det faldt imidlertid kraftigt på grænsefladen mellem jern-berøvet og jern-rige områder. Arsen blev opdaget i de 0,45 µm filtreret prøver fra den øvre zone, der indeholdt As-spidse jern (oxy) hydroxider). Thio-arsenate arter blev opdaget tæt på zonen interface, og det mellemliggende produkt af sulfat-reduktion; thiosulfate var til stede i bunden jern-berøvet lag28.
Resultaterne af sulfat og thio-arsenate koncentration profilerne er angivet et højdepunkt på sulfat-reduktion aktivitet på grænsefladen mellem jern-berøvet og jern-rige lag. De mest sandsynlige forekommende processer bør i laget jern-rige PP. reduktion af opløste sulfid at producere henstå, som ville derefter bundfald med opløste sulfid som den sorte FeS mineral29. Nogle arsen oprindeligt bundet til jern (oxy) hydroxider kunne have mobiliseret af reduktionen af PP. men derefter igen adsorberet på de resterende (oxy) jernhydroxider så længe adsorption sites var til rådighed. Som sort FeS foran skred opad, øget mængden af tilgængelige adsorption websteder faldt og arsen koncentration i outlet vand. Den højere sulfat-reducerende aktivitet, målt nær den jern-berøvet og jern-rige interface, kan forklares ved forbrug af opløste sulfid af jern; da produktet udstedt fra sulfat-reduktion blev der forbruges, var denne reaktion energisk mere gunstige30. Dette fænomen blev observeret takket være den kolonne setup.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
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 blandingen med silica gel og sand, som skal skabes hurtigt for at opnå en ensartet konsistens. Ud over dette generelle kritiske trin, forberedelse af de forurenende stof-spidse (oxy) hydroxider har designes omhyggeligt for at repræsentere en passende model af den naturlige system, der studerede17.
Kolonnen blev udtænkt til at tillade prøveudtagning på forskellige niveauer, således at give adgang til profiler af fysio-kemiske og biologiske parametre. Således kan systemet indeholde flere lag, der simulerer i stedet heterogeneities. Her, blev heterogeneities af jern koncentration i naturlige grundvandsmagasiner simuleret; men andre typer af mineralogiske heterogeneities kan undersøges ved at tilpasse typen af syntetiske mineral inkluderet i silica gel. Silica gel matrix forhindrede effektivt bevægelse af fine partikler af jernhydroxider (oxy). I de givne eksempler, kolonnerne blev podet med naturlige mikroflora fra grundvand19, dog som kolonnen og alle de tilknyttede udstyr kan steriliseres, eksperimenter med ren bakteriestammer kan betragtes.
Begrænsningerne af teknikken, der er knyttet til størrelsen af den eksperimentelle enhed. Mængden af væske, der kan udtages fra hver prøveudtagning port skal være begrænset til 5 mL (maksimum), fordi prøveudtagning forstyrrer systems' ligevægt. Omfanget af forstyrrelser vil være relateret til fodring strømningshastigheden: for meget lav fodring strømningshastigheder, forstyrrelser bliver større end for højere strømningshastigheder. Således begrænser lave prøveudtagning volumen rækken af målinger og analyser, der kan udføres. Hyppigheden af prøveudtagning i prøvetagning havne bør også begrænses til lad kolonnen nå en ny ligevægt mellem hver profil prøveudtagning. Af lignende årsager, skal prøveudtagning af fast materiale gennem prøveudtagning porte være begrænset til meget små mængder. En anden begrænsning af teknikken er vanskeligheden ved at udføre reproducerbare eksperimenter i flere kolonner, da i kontinuerlig fodring betingelser ville det være meget svært at vedligeholde identiske betingelser i parallelle enheder.
Den nuværende eksperimentelle kolonne setup erhverver data vedrørende fænomener forekommer i grundvandsmagasiner, der ikke kan opnås ved hjælp af batch betingelser. Inden for rammen af en fuldstændig undersøgelse er det et væsentligt supplement til klassisk batch eksperimenter, der kan udføres i replikater17,20.
Potentielle anvendelser af denne eksperimentelle opsætning omfatter udredning af biogeokemiske processer inducere frigivelsen af giftige TEs (f.eks.som Se) fra naturlige geologiske formationer og evaluering af virkningerne af menneskeskabte aktiviteter på disse processer, såsom et input af nitrat eller pesticider i grundvandet, for eksempel, eller udsving i grundvandsstanden. Kolonner kan også være nyttige i test bioremediering muligheder31 for biologisk nedbrydning af organiske miljøgifte eller stabilisering af uorganiske stoffer såsom Hg.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Disclosures
Forfatterne har ikke noget at oplyse.
Acknowledgments
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
| 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).
