Summary
Skjebne og artsdannelse av arsen og kvikksølv i vannførende lag er nært knyttet til physio-kjemiske forhold og mikrobiell aktivitet. Her presenterer vi en opprinnelige eksperimentelle kolonneinnstillinger som etterligner en akvifer og muliggjør en bedre forståelse av spor element biogeochemistry anoksisk forhold. To eksempler er presentert, kombinere geokjemiske og mikrobiologiske tilnærminger.
Abstract
Skjebne og artsdannelse sporstoffer (TEs), som arsen (As) og kvikksølv (Hg), i vannførende lag er nært beslektet physio-kjemiske forhold, som redoks potensielle (Eh) og pH, men også mikrobiell aktiviteter som kan spille en direkte eller indirekte rolle på artsdannelse og/eller mobilitet. Faktisk kan noen bakterier direkte oksidere As(III) til As(V) eller redusere As(V) til As(III). Likeledes, bakterier er sterkt involvert i Hg sykling, enten gjennom sin metylering, danner neurotoxin monomethyl kvikksølv, eller gjennom sin reduksjon til elementær Hg °. Skjebnen til både og Hg er også sterkt knyttet til jord eller akvifer komposisjon; faktisk som og Hg kan binde organiske forbindelser eller (oxy) hydroxides, som vil påvirke mobilitet. I sin tur bakteriell aktiviteter som jern (oxy) hydroksid reduksjon eller organisk materiale mineralisering kan indirekte påvirke som og Hg lagring. Tilstedeværelsen av sulfat/sulfide kan også sterkt påvirke disse bestemte elementer gjennom dannelsen av komplekser som deg selv thio-arsenates med som eller metacinnabar med Hg.
Følgelig mange viktige spørsmål har blitt reist på skjebne og artsdannelse av som og Hg i miljøet og hvordan du kan begrense deres toksisitet. Men fordi deres reaktivitet mot akvifer komponenter er det vanskelig å tydelig dissociate biogeochemical prosessene som oppstår og deres forskjellige virkninger på skjebnen til disse TE.
For å gjøre så, vi utviklet en original, eksperimentell, kolonneinnstillinger som etterligner en akvifer som - eller Hg--jernoksid rike områder mot jern oppbrukt områder, slik at en bedre forståelse av TE biogeochemistry i anoksisk forhold. Følgende protokollen gir trinnvise instruksjoner for kolonne oppsett for som eller Hg, samt et eksempel med som i jern og sulfate redusere forhold.
Introduction
Forstå og forutse spor element (TE) mobilitet og biogeochemistry i miljøet er avgjørende for å overvåke, utvikle og bruke riktige beslutninger for forurensede områder. Dette gjelder særlig i tilfelle av giftige TEs som arsen (As) og kvikksølv (Hg). Skjebne og artsdannelse av disse TEs i jord eller aquifers er nært beslektet fysikalsk-kjemiske forhold, som Eh og pH, men også mikrobiell aktiviteter som kan spille enten en direkte rolle på artsdannelse eller en indirekte rolle på mobilitet.
Faktisk kan noen bakterier direkte oksidere As(III) til As(V) eller redusere As(V) til As(III). Dette påvirker som toksisitet, siden As(III) er den mest giftige, og mobilitet, siden As(III) er mer mobil enn As(V), som kan lett adsorberes jern (oxy) hydroxides eller organisk materiale1,2. Likeledes, bakterier er sterkt involvert i kvikksølv sykling, enten gjennom sin metylering, hovedsakelig av sulfat og jern redusere bakterier3,4, danner neurotoxin monomethyl kvikksølv (lett bioaccumulated i næringskjeden), eller gjennom sin reduksjon til flyktige elementære Hg (Hg °)5.
Begge som Hg skjebne er også sterkt knyttet til jord eller akvifer komposisjon, siden forbindelser som organisk materiale og jern (oxy) hydroxides kan påvirke deres lagring og biotilgjengelighet. AS(V) adsorbs godt til jern (oxy) hydroxides6, mens Hg har svært høy affinitet for organisk materiale (OM, hovedsakelig for thiol grupper), men også for kolloidalt jern eller mangan (oxy) hydroxides i OM utarmet miljøer7,8 , 9 , 10 , 11.
Bakteriell aktiviteter kan deretter påvirke skjebnen til TEs adsorbert (oxy) hydroxides eller organisk materiale gjennom reduksjon av jern (oxy) hydroxides eller mineraliseringen av organisk materiale. Direkte jern reduksjon av bakterier er dominerende veien for jern redusert svovel utarmet soner12,13, Fe(III) brukes som en terminal elektron acceptor, mens indirekte Fe(III) kan reduseres til Fe(II) sulfide dannet av en bakteriell sulfate reduksjon14. Videre, tilstedeværelse av sulfat kan også endre Hg og artsdannelse gjennom dannelsen av komplekser som deg selv thio-arsenates15 som eller metacinnabar med Hg.
Således, en bedre forståelse av virkningen av jern og sulfate sykling på skjebnen til TE, som Hg og som kan hjelpe oss å bedre administrere kontaminerte områder og vedlikeholde jord og vann kvalitet. Data kan også bidra til å forsterke eksisterende metall-mobilitet modeller. Mikrobiell Fe (III)-reduksjon16,17,18 kan føre til desorpsjon av TE. Teoretisk sett, indirekte reduksjon av jern (oxy) hydroxides av sulfide produsert av mikrobielle reduksjon av sulfat kan også påvirke TE mobilitet. Men er omfanget og kinetics av disse reaksjonene generelt studert i satsvis homogen systemer eller satsvis microcosms16,18,19,20. Ulempen med satsvise eksperimenter er mangelen av forekommende fenomener; faktisk aktivitet er basert på og begrenset av ressursene i bunken og bare gir et endelig resultat av endringer i artsdannelse og adsorpsjon. Med en kolonne tilnærming kan fornyelse av inflowing media og overvåking av skjebnen til TE over tid og rom. Disse forholdene er mer realistisk sammenlignet med en akvifer, hvor virkelige fenomener er nært knyttet til kontinuerlig percolation forhold. Videre heterogene jern (oxy) hydroksid forekomst i akvifer sedimenter er vanlige21,23, og romlig endringene i mineralogiske og kjemiske sammensetningen av solid fasene sikkert stasjoner mikrobiell aktiviteter .
For å belyse påvirkning av disse heterogeneities på geo-mikrobiell fenomener og skjebnen til jern-assosiert TE, utviklet vi et laboratorium, en kontinuerlig-matet kolonne representerer en forenklet modell akvifer. Kolonnen er fylt til å lage en jern-utarmet sone på kolonnen inngangen og en jern-rik sone øverst. Vanlig prøvetaking porter gjør oss å studere hver sone individuelt, samt grensesnitt-assosiert fenomener. Et eksempel på bruk av eksperimentelle enheten for studier av Hg skjebne og artsdannelse er allerede tilgjengelig24. Her gir vi en detaljert beskrivelse av det eksperimentelle oppsettet og et annet eksempel av anvendelsen fokusert på virkemåten til som forurenset akviferer.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Protocol
1. eksperimentelle forberedelse
- Acid-Wash alle materialer (glass, polytetrafluoroethylene (PFTE)) i kontakt med prøver (5 dager i 20% salpetersyre (HNO3) v/v) etterfulgt av fem dager i saltsyre (HCl) 10% v/v). Skyll flere ganger med svært rent vann og tørr under en laminær strømning hette før bruk.
- Bruker polyetylen hansker (eller lignende) og avtrekksvifte for alle trinn som involverer kjemikalier.
2. Forbered Hg og som piggete amorfe jernoksid
- Forberede ca 20 g ferryhydrate (Fe(OH)3): oppløse 50 g av FeCl3-6 H2O i 500 mL ultra ren vann (resistivitet > 18 MΩ cm-1) under agitasjon glass reaktoren med en rustfritt stål pumpehjulet eller magnetiske rørestang. Første pH er < 2.
- Legge til en løsning av 10 M NaOH å utløse ferryhydrate manuelt.
Merk: Ca 50 mL må utløse alle jern (oxy) hydroxides. Justere pH 6 og vedlikeholde agitasjon 1t å stabilisere.- For Hg-piggete (oxy) hydroxides: forberede 10 mL av HgNO3 på 10 g L-1 og legge til 350 µL (oxy) hydroksid løsningen.
Merk: Dette vil gi en endelig Hg innhold i de våte (oxy) hydroxides av ~ 4 µg g-1 (oxy) hydroxides. - For som-piggete (oxy) hydroxides: forberede 100 mL som2O325 på 10 g L-1 og legge til 70 mL jernoksid løsningen. Dette vil gi en endelig As(III) innhold av ~ 70 mg/g (oxy) hydroxides.
- For Hg-piggete (oxy) hydroxides: forberede 10 mL av HgNO3 på 10 g L-1 og legge til 350 µL (oxy) hydroksid løsningen.
- La under omrøring med en rustfritt stål pumpehjulet eller magnetisk rørestang for 3t og deretter sentrifuge for 20 min på 2000 x g. fjerne nedbryting og å suspendere (oxy) hydroxides i 500 mL ultra ren vann. Gjenta sentrifugering og skylling trinn to ganger. Gjenopprette de fuktige (oxy) hydroxides (faste stoffer har et fuktighetsinnhold på 85-90% wt.) og lagre på 4 ° C før bruk.
- Sterilisere fuktig Hg eller som piggete jernoksid av gammastråling, med en minimum absorbert stråling dose av 25 kGy.
- Kontrollere Hg og som (oxy) hydroxides
- Hva Hg innholdet i pellet26.
Merk: Vi fant 3,90 ± 0,08 µg Hg g-1 solid. Dermed var den totale mengden av kvikksølv lagt til hver kolonne i 18.3 g av jernoksid 71.4 ± 1,51 µg. - Bestemme som innholdet i pellet. Bruk varme syre mineralisering (8 mL av 5 N HCL 4 h ved 50 ° C) og analysere av Atomic adsorpsjon massespektrometri (AAS).
Merk: Vi fant 70 mg som g-1 solid. Dermed var den totale mengden som legges til kolonnen i 18.3 g av jernoksid ~1.3 g.
- Hva Hg innholdet i pellet26.
3. forberedelse Silica Gel og Matrix
Merk: En løs silica gel matrise ble brukt til å stoppe de fine jernoksid migrering fra sand/jernoksid blandingen under vannet. Siste gel matrix var 6% silica gel for ikke å danne en blokk, men bare for å samle løst oksider.
- Forbered en 10% silica gel blanding av oppvarming 4 g med silica gel i 40 mL i en løsning av 7% KOH på en kokeplate, røring med magnetic røre bar til oppløst.
- Legge til 60 mL ultra rent vann og Avkjøl løsningen på ~ 20 ° C. Raskt sjarmere med fortynnet fosforsyre (20%) til pH 7.5. Deretter raskt blande væsken silica gel med 320 g sterilt sand og de tidligere 18.3 g Hg-spiked eller som piggete jernoksid før det stivner.
- Bryte opp "jellified" blandingen ved å blande med en spatel og holde sterile før bruk i trinn 4.
4. oppsett av kolonnen
- Bruke glass kolonner med en vann jakke kjølesystem (indre kvantum = 400 mL, høyde = 30 cm, diameter 3,5 cm) og fem silica septa angi regelmessig (hver 5 cm) langs kolonnene slik at du kan prøve langs kolonnen.
- Kuttet PTFE rør (PTFE int Ø 3 mm) for å sikre tilstrekkelig lengde på kolonnen innløp og utløp. Koble tilsig til peristaltiske rør, som igjen er koblet til vann og mellomstore tilbudet.
- Sterilisere alle materialer (glass, rør) av autoklavering (1 h på 110 ° C).
- Fest kolonnen loddrett.
- Koble vannet jakke til en vannkjøling for å opprettholde en gjennomsnittlig temperatur på 20 ° C.
- Fylle kolonne fra toppen som følger:
-Et lag av fuktig rock ull å unngå solid tap;
-320 g sterilt sand (Fontainebleau sand, D50 = 209 µm);
-320 g sterilt sand blandet med 18.3 g hydrert amorfe jernoksid spiked med Hg eller som (se trinn 1) og fast en 6% silica gel matrise (se trinn 2). - Legge kolonnen loddrett og kobler ascendant flyten av kontinuerlig N2 boblet ultrapure sterilt vann på lav hastighet (~ 2 mL h-1).
- Dekk kolonnen med aluminiumsfolie for å beskytte mot lyset.
Figur 1: Skisse og bilde av kolonneinnstillinger. Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Representative Results
Eksempel 1. Virkningen av jern reduksjon av mobilitet og artsdannelse
Som kolonnen var direkte inokulert med grunnvann fra et nettsted som presenterer en As konsentrasjon høyere enn de drikke standardene (Bracieux, Loire et Cher, Frankrike). Grunnvann var samplet i sterilt flasker, og lagret på 5 ° C før bruk. Kolonnen ble matet fra bunnen med dette vannet som inneholder naturlige endogene mikrobiell samfunnet på en lav strømningsrate (2 mL h-1) for å lette bakteriell vedlegg til sanden. Temperaturen var opprinnelig fast ved 25 ° C for å favorisere mikrobiell vekst og deretter redusert, etter 54 dager med kontinuerlig eksperiment, 14 ° C, som er temperaturen på akvifer. Etter den første inoculation trinnet fra dag 0 til dag 17, sulfate, laktat og gjær ekstrakt ble (370 mg L-1henholdsvis 830 mg L-1og 250 mg L-1) introdusert i fôring vannet å aktivere sulfate bioreduction.
Eksempel 2. Virkningen av bakteriell jern og jern/sulfate reduksjon på Hg mobilitet og artsdannelse
For dette eksperimentet var to kolonner oppsett identisk. Først ble inokulert med en jern-reduserende bakterielle samfunnet og leveres med både molybdate (0.40 mmol L-1), å hemme sulfate reduksjon, og glukose, å favorisere jern-reduserende bakterier (IRB kolonne). En annen kolonne ble inokulert med en sulfat-reduserende bakterielle samfunnet og matet med sulfate å opprette en sulfate redusere sone i sandstranden nedre halvparten av den kolonnen som natrium laktat som et substrat (SRB kolonne).
De to eksperimentelle loddrett enhetene ble matet fra bunnen, først med sterilt svært rent vann, og deretter med som var steriliseres med autoklavering (121 ° C for 20 min). Dette grunnvannet samplede i et chlor-alkali Hg forurenset område (referert til som sted X siden plasseringen er konfidensiell). En peristaltiske pumpe ble brukt og fôring vannmengden ble satt på 2,8 mL h-1. Før inoculation, ble kolonnene først skylles i en uke med svært rent vann, et skritt som totalt oppløste Hg ([THg]D) og totalt oppløste jern ([TFe]D) var overvåket strøm. Deretter ble kolonner matet under en uke med sterilt sted X vann å sjekke fravær av abiotiske kvikksølv mobilisering. Kolonnene ble deretter matet med sted X vann endret laktat og sulfate (370 mg L-1 av sodium sulfate) og 830 mg L-1 av natrium laktat for kolonnen SRB og med glukose og molybdate (10 g L-1 og 0.40 mmol L-1) for kolonnen IRB. Etter disse foreløpige abiotiske trinnene, ble 20 mL inoculum injisert i inflowing vannet i hver kolonne på dag 21.
Inocula ble utarbeidet av berikende endogene bakterielle samfunnet fra Hg-forurenset område X-spesifikke kultur medier favoriserer sulfate reduksjon eller jern reduksjon. Utarbeidelse av både media var tidligere beskrevet27. Når sulfate og jern ble bekreftet ved å måle [så42 -] /S2 -] og [Fe(III)]/[Fe(II)] i disse enrichments, de ble brukt til å vaksinere SRB og IRB kolonnene, henholdsvis.
Resultater fra mercury kolonnen eksperimenter er tilgjengelige i Hellal et al. (2015) 24.
For denne kolonnen eksperimentet på arsen mobilitet, atferden over tid av konsentrasjonene i sulfate [så42 -], totalt oppløste jern (< 0,45 µm) [TFe]D, og totalt oppløste arsen [TAs]D i uttaket løsningen er gitt i figur 2Aog utviklingen av disse elementene som pH og Eh langs kolonnen profilen etter 54 dager med inkubering er gitt i figur 2B.
Figur 2 . Overvåke kolonnen. (A) verdslige utviklingen av [så42 -], [TAs], og [TFe]D overvåket på kolonnen uttaket. (B) loddrett kolonne profiler for pH, Eh (Ref. Ag/AgCl), [så42 -], [S2 -], [TAs]D, og [TFe]D etter 54 dager med overvåking.
Etter to uker med kontinuerlig eksperimentering med sulfat og laktat i feeden, ble en sort-farget bunnfall observert i grensesnittet mellom de to lagene av sand (figur 3A). Denne svart sonen invaderte gradvis topp jern (oxy) hydroksid-beriket sonen i kolonnen (figur 3B). På slutten av eksperimentet (dag 95), hele øvre laget var svart (Figur 3 c).
Figur 3: Endringer i aspektet av sonen hydroksid i kolonnen under eksperimentet.
(A) sonen svart dukket opp på grensesnittet (dag 35), (B) svart precipitates gradvis invaderte sonen hydroksid (dag 45), (C) sonen hydroksid var helt svart (dag 65). Klikk her for å se en større versjon av dette tallet.
Etter 35 dager med kontinuerlig kjører, ble en nedgang i [så42 -] observert på kolonnen utsalgsstedet, etterfulgt av en forbigående økning av [TFe]D i 0.45 µm filtrert prøver. Fra dag 60, ble en betydelig økning av [TAs]D i stikkontakt vannet målt. En profil av fysiske og kjemiske parameterne langs eksperimentelle systemet ble innhentet på dag 54, da sulfat-reduksjon var tydelig aktive, av prøvetaking gjennom de 5 septa. PH ikke variere, gjenværende nær pH 7 (fra 7.00 til 7.32) fra bunnen til toppen av kolonnen. Sammenligning av redoks potensielle var klart annerledes i to lag (figur 2B), presenterer verdier nær -400 mV (ref. Ag/AgCl) i bunnen, fratatt jern og økende verdier nær-200 mV (ref.Ag/AgCl) i den øverste jern-rik sonen. I det nederste laget, oppløst sulfide nådd konsentrasjoner nær 20 mg L-1og redusert til verdier som er lavere enn 1 mg L-1 i sonen jern-rik. Den sulfate konsentrasjonen var globalt lavere i kolonnen enn i feed vannet; men redusert det kraftig på grensesnittet mellom jern-belastede og jern-rik soner. Arsen ble oppdaget i 0,45 µm filtrert prøvene fra øvre sonen, som inneholdt As-piggete jern (oxy) hydroxides). Deg selv Thio arsenate arter ble oppdaget sonen grensesnitt og mellomliggende produktet av sulfat-reduksjon; tiosulfat hadde de nederste jern-belastede lag28.
Resultatene av sulfat og deg selv thio-arsenate konsentrasjon profiler indikerte en topp sulfat-reduksjon aktivitet på grensesnittet mellom jern-belastede og jern-rik lag. I jern-rik laget skal mest sannsynlig forekommende prosessene Fe(III) reduksjon av oppløst sulfide å produsere Fe(II), som deretter vil utløse med oppløst sulfide som den svarte FeS mineral29. Noen arsen først bundet til jern (oxy) hydroxides kunne ha vært mobilisert av Fe(III) reduksjon men deretter nytt adsorbert på de gjenværende jern (oxy) hydroxides så lenge adsorpsjon nettsteder var tilgjengelig. Som svart FeS foran kommet oppover, økt antall tilgjengelige adsorpsjon områder reduseres og arsen konsentrasjon i stikkontakt vannet. Høyere sulfat-reduserende aktiviteten, målt i jern-belastede og jern-rik grensesnittet, kan forklares av inntak av oppløst sulfide med jern; siden produktet fra sulfat-reduksjon forbrukt, var denne reaksjonen energisk gunstigere30. Dette fenomenet ble observert takket være kolonneinnstillinger.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Discussion
Den eksperimentelle kolonneinnstillinger viste seg for å være en praktisk laboratorium enhet å studere anaerob biogeochemical prosesser i kontinuerlig forhold. Kontinuerlig kolonnen systemer tillater arbeider i forholdene nærmere de av virkelige akviferer enn slurry satsvise systemer eller microcosms. Kontinuerlig systemer kan simulere bevegelse av grunnvann gjennom akvifer sedimenter.
Det viktigste trinnet i protokollen forbereder TE-jern (oxy) hydroxides og blandingen med silica gel og sand som må opprettes raskt for å få en homogen tekstur. Utover denne generelle viktige skritt, utarbeidelse av forurensende-piggete (oxy) hydroxides må være utformet for å representere en passende modell naturlige system er studert17.
Kolonnen ble unnfanget tillate prøvetaking på ulike nivåer, dermed gi tilgang til profilene til physio-kjemiske og biologiske. Dermed kan systemet inneholde flere lag som simulerer i situ heterogeneities. Her ble heterogeneities jern konsentrasjon i naturlige akviferer oppnådd; men kan andre typer mineralogiske heterogeneities studeres ved tilpasning av syntetiske mineral inkludert i silica gel. Silica gel matrix hindret effektivt bevegelsen av fine partikler av jern (oxy) hydroxides. I eksemplene gitt kolonnene ble inokulert med naturlige mikroflora grunnvann19, men som kolonnen og alle de tilhørende utstyret kan steriliseres, eksperimenter med ren bakteriell stammer kan bli vurdert.
Begrensningene av teknikken er knyttet til størrelsen på eksperimentell enheten. Hvor mye væske som kan prøves fra hver sampling-port må være begrenset til 5 mL (maksimum) fordi prøvetaking forstyrrer systemene likevekt. Omfanget av avbrudd vil være knyttet til fôring vannmengden: for svært lav fôring strømningshastigheter, avbrudd vil være større enn for høyere strømningshastigheter. Således, lav prøvetaking volumet begrenser målinger og analyser som kan utføres. Hyppigheten av prøvetaking i prøvetaking porter bør også være begrenset til La kolonnen nå en ny likevekt mellom hver profil prøvetaking. Av samme grunn, må prøvetaking av solid materiale gjennom prøvetaking portene være begrenset til svært små beløp. En annen begrensning av teknikken er vanskeligheten med å utføre reproduserbar eksperimenter i flere kolonner, siden kontinuerlig mating forhold det ville være svært vanskelig å opprettholde samme forhold i enheter.
Den nåværende eksperimentelle kolonneinnstillinger kjøper data om fenomener som forekommer i vannførende lag som kan oppnås ved hjelp av kjørselen forhold. I rammen av en fullstendig studie er det et viktig supplement til klassisk satsvise eksperimenter som kan utføres i replikerer17,20.
Potensielle anvendelser av eksperimentelle installasjonen inkluderer utviklingen av biogeochemical prosesser inducing utgivelsen av giftige TEs (f.ekssom, Se) fra naturlige geologiske formasjoner og evaluering av virkningen av menneskelige aktiviteter på disse prosesser, som inndata av nitrat eller plantevernmidler i grunnvannet, for eksempel eller svingninger av grunnvannet nivået. Kolonnene kan også være nyttig for testing bioremediation alternativer31 for biologisk nedbrytning av organisk forurensning eller stabilisering av uorganisk forurensning som Hg.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Disclosures
Forfatterne ikke avsløre.
Acknowledgments
Dette arbeidet var delfinansiert av BRGM, en postdoktor stipend fra Conseil Général du Loiret og Carnot Institute. Vi erkjenner også takknemlig økonomisk støtte fra PIVOTS prosjektet Région sentrum - 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).
