Waiting
Login processing...

Trial ends in Request Full Access Tell Your Colleague About Jove
Click here for the English version

Environment

Установка экспериментальной столбца для изучения анаэробных биогеохимических взаимодействий между гидроксидов железа (Окси), микроэлементов и бактерий

Published: December 19, 2017 doi: 10.3791/56240

Summary

Судьба и видообразования мышьяка и ртути в водоносные горизонты являются тесно связана с физико химических условий и антимикробной активностью. Здесь мы представляем оригинальные экспериментальные колонках, который имитирует водоносного горизонта и позволяет лучше понять биогеохимии элемента trace в анаэробных условиях. Представлены два примера, сочетая геохимических и микробиологических подходов.

Abstract

Судьба и видообразования микроэлементов (TEs), например мышьяка (As) и ртути (Hg), в водоносных пластах тесно связаны физико химических условий, таких как окислительно-восстановительного потенциала (Eh) и рН, но и микробной деятельности, которые могут играть прямую или косвенную роль в видообразования и/или мобильности. Действительно некоторые бактерии могут непосредственно окислять As(III) к As(V) или уменьшить As(V) для As(III). Бактерии также активно участвует в Велоспорт, Hg, или ее метилирование, образуя нейротоксин монометиловый Меркурий, или через его сокращения до элементарной Hg °. Судьбы как и Hg также тесно связаны с состав почвы или водоносного горизонта; действительно, как и Hg можно привязать к органических соединений или гидроксидов (Окси), которые будут влиять на их мобильность. В свою очередь, бактериальной деятельности как сокращение гидроксида железа (Окси) или минерализации органического вещества может косвенно влиять на как и улавливание Hg. Присутствие сульфата/сульфид может также сильно влияют на эти конкретные элементы путем формирования комплексов как Тио арсенаты с как или metacinnabar с Hg.

Следовательно, многие важные вопросы были подняты на судьбу и классификации как и Hg в окружающей среде и способы ограничения их токсичности. Однако из-за их реактивность к компонентам водоносного горизонта, трудно четко отделить биогеохимических процессов, которые происходят и их различное воздействие на судьбу этих TE.

Для этого мы разработали оригинальный, экспериментальный, установка столбца, который имитирует водоносного горизонта с богатые районы как - или Hg--оксида железа против Утюг истощены областей, что позволяет лучше понять те биогеохимии в анаэробных условиях. Следующий протокол дает шаг за шагом инструкции для настройки столбца, либо для как или Hg, а также пример с как под железо и сульфат, сокращение условий.

Introduction

Понимание и прогнозирование мобильность микроэлемента (TE) и Биогеохимия в окружающей среде имеет важное значение для того, чтобы контролировать, разрабатывать и применять надлежащие управленческие решения для загрязненных участков. Это особенно относится к токсичных TEs например мышьяка (As) и ртути (Hg). Судьба и видообразования этих TEs в почве или водоносные горизонты тесно связаны физико химических условий, таких как Eh и рН, но и микробной деятельности, которые могут играть непосредственную роль на видообразования или косвенную роль в мобильности.

Действительно некоторые бактерии могут непосредственно окислять As(III) к As(V) или уменьшить As(V) для As(III). Это затрагивает как токсичность, так как As(III) является из наиболее токсичных форм и мобильность, поскольку As(III) более мобильными, чем As(V), который можно легко абсорбируются гидроксидов железа (Окси) или органические вещества1,2. Бактерии также активно участвует в Велоспорт, ртути, либо через ее метилирование, главным образом, сульфат железа, снижения бактерий3,4, образуя нейротоксин монометиловый ртути (легко накапливается в пищевой цепи), или через ее сокращения летучих элементарных Hg (Hg °)5.

Оба, как и судьбы Hg также тесно связаны с почвы или водоносного горизонта композиции, поскольку соединений, таких как органические вещества или гидроокиси железа (Окси) могут влиять на их поглощение и биодоступность. AS(V) адсорбирует хорошо для (Окси) гидроксидов железа6, тогда как Hg имеет очень высокое сродство для органических веществ (ом; главным образом для тиоловых групп), но также для коллоидного железа или марганца (Окси) гидроксиды в ом истощены сред7,8 , 9 , 10 , 11.

Бактериальной деятельности затем может повлиять на судьбу TEs адсорбированные гидроксиды (Окси) или органические вещества через сокращение (Окси) гидроксидов железа или минерализации органического вещества. Железо прямого сокращения бактериями является доминантным путем железа в серы истощены зоны12,13, Fe(III), используется в качестве терминала электрон акцептора, тогда как косвенно, Fe(III) может быть уменьшен до Fe(II) сульфид сформированный снижение бактериальной сульфат14. Кроме того, присутствие сульфата можно также изменить Hg и видообразования путем формирования комплексов как Тио арсенаты15 с как или metacinnabar с Hg.

Таким образом лучшего понимания влияния железа и сульфат Велоспорт на судьбу TE, например Hg и как, может помочь нам лучше управлять загрязненных участков и поддержания качества почвы и воды. Данные могут также способствовать укреплению существующих моделей метал мобильность. Микробные Fe (III)-снижение16,17,18 может вызвать десорбции TE. Теоретически косвенные сокращение гидроксидов железа (Окси), сульфидные, подготовленные микробная сокращение сульфат также может повлиять на TE мобильности. Однако масштабы и кинетики этих реакций как правило учился в партии однородных систем или пакетного микромира16,18,19,20. Недостатком пакетного экспериментов является отсутствие диссоциации происходящих явлений; действительно деятельность основана на и ограничивается объемом ресурсов в пакете и только дает конечный результат изменений в классификации и адсорбции. Использование столбца подход позволяет обновление приточных СМИ и мониторинг судьба TE во времени и пространстве. Эти условия являются более реалистичными, когда по сравнению с водоносного горизонта, где реальные явления тесно связаны с непрерывной перколяции условий. Кроме того гетерогенных железа (Окси) гидроксид вхождение в отложениях водоносного горизонта является общим21,23, и пространственных изменений в химический и минералогический состав твердой фазы конечно диски микробной деятельности .

Для выяснения влияния этих неоднородностей на гео микробные явлений и судьба железа связанные TE, мы разработали лаборатории, непрерывно кормили столбца, представляющего упрощенную модель водоносного горизонта. Этот столбец заполняется создать железо истощены зоны в столбец входа и богатые железом зоны в верхней. Регулярных выборочных порты позволяют нам учиться индивидуально каждой зоны, а также явлений, связанных с интерфейсом. Пример применения этой экспериментальной устройства для изучения Hg судьба и видообразования уже доступны24. Здесь мы даем подробное описание экспериментальной установки и второй пример его применения, сосредоточены на поведение как в загрязненных водоносных горизонтов.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Protocol

1. Экспериментальная подготовка

  1. Acid-Wash все материалы (стекло, политетрафторэтилен (PFTE)) в контакте с образцы (5 дней в азотной кислоты (3HNO) 20% v/v) следуют 5 дней в соляной кислоты (HCl) 10% v/v). Промыть несколько раз с ультра-чистой водой и высушить под капот ламинарного потока до использования.
  2. Использовать перчатки полиэтиленовые (или аналогичный) и зонт для всех шагов, связанных с химическими веществами.

2. Подготовьте Hg и как шипами аморфного оксиды железа

  1. Подготовка примерно 20 г ferryhydrate (Fe(OH)3): растворяют 50 г FeCl3-6 H2O в 500 мл ультра-чистой воды (удельное сопротивление > 18 MΩ см-1) под агитации в стеклянный реактор с рабочим колесом из нержавеющей стали или магнитные гребка. Начальное значение pH-< 2.
  2. Вручную добавьте решение 10 M NaOH в осадок ferryhydrate.
    Примечание: Для всех (Окси) гидроксидов железа потребуется примерно 50 мл. Отрегулируйте пэ-аш до 6 и поддерживать агитации за 1 ч до стабилизации.
    1. Для Hg шипами (Окси) гидроксиды: подготовка 10 мл HgNO3 в 10 g L-1 и 350 мкл раствора гидроксида (Окси).
      Примечание: Это даст окончательное содержание Hg в мокрой (Окси) гидроксидов гидроксидов ~ 4 мкг g-1 (Окси).
    2. Для как с шипами (Окси) гидроксиды: подготовить 100 мл2O325 на 10 g L-1 и добавить 70 мл в раствор окиси железа. Это даст окончательное содержание As(III) ~ 70 мг/г (Окси) гидроксидов.
  3. Оставить по агитации с рабочим колесом из нержавеющей стали или магнитной мешалкой для 3 h и затем центрифуги для 20 минут, 2000 x g. удалить супернатант и вновь приостановить (Окси) гидроксиды в 500 мл ультра-чистой воды. Повторите центрифугирования и полоскания шаги дважды. Восстановить влажный (Окси) гидроксиды (твердые вещества имеют содержание влаги 85-90% веса) и хранить при 4 ° C до использования.
  4. Стерилизация гамма-излучения, с минимальным излучения поглощается дозой 25 КГР влажный Hg или шипами как оксиды железа.
  5. Управление Hg и как содержимое (Окси) гидроксидов
    1. Определите содержание Hg Пелле26.
      Примечание: Мы нашли 3.90 ± 0,08 мкг Hg g-1 сплошной. Таким образом общее количество ртути, добавлены для каждого столбца в 18,3 г оксиды железа был 71,4 ± 1,51 мкг.
    2. Определите, как содержимое в гранулы. Использование горячих кислых минерализации (8 мл 5 N HCL за 4 ч при температуре 50 ° C) и анализировать, спектрометрия атомной адсорбции (ААС).
      Примечание: Мы нашли 70 мг как g-1 сплошной. Таким образом общее количество как добавленный столбец в 18,3 г оксиды железа был ~1.3 g.

3. Подготовьте силикагеля и песка матрица

Примечание: Свободные силикагель матрица была используется для остановки тонкой оксиды железа, мигрирующих из смеси песка/железа оксид под поток воды. Окончательный гелевой матрицы было 6% силикагель так не сформировать блок, но только для того, чтобы свободно агрегировать оксидов.

  1. Приготовить смесь силикагель 10% путем нагрева 4 g силикагеля в 40 мл раствора 7% Кох на горячей плите, перемешивания с баром магнитные размешать до растворения.
  2. Добавьте 60 мл ультра-чистой воды, а затем охладить решение ~ 20 ° C. Быстро Титруйте с разбавленной фосфорной кислоты до pH 7.5 (20%). Затем быстро смесь жидких силикагель с 320 g стерильные песка и ранее добавленный 18,3 г Hg шипами или шипами как оксиды железа, прежде чем он твердеет.
  3. Разбить «желированных» смеси путем смешивания с помощью шпателя и хранить стерильные перед использованием в шаге 4.

4. Настройка столбца

  1. Используйте столбцы стекла с водяной рубашкой охлаждения системы (внутренний объем = 400 мл, высота = 30 см, диаметр 3,5 см) и пять кремнезема септы набор регулярно (каждые 5 см), вдоль столбцов, чтобы позволить вам попробовать все вдоль колонны.
  2. Вырежьте трубки ПТФЭ (PTFE int Ø 3 мм) для обеспечения достаточной длины на столбец входным и выходным. Соединить перистальтические трубы, который в свою очередь подключен к подачу воды/средний приток.
  3. Стерилизация автоклавированием (1 ч при 110 ° C) все материалы (стекло, трубы).
  4. Прикрепите колонки вертикально.
  5. Подключение воды куртка для системы водяного охлаждения для поддержания средняя температура 20 ° c.
  6. Заполните столбец сверху следующим образом:
    -Слой влажной ватой, чтобы избежать твердых потери;
    -320 g стерильные песка (песок Фонтенбло, D50 = 209 мкм);
    -320 g стерильные песок, смешанный с 18,3 г гидратированных аморфного оксиды железа, шипами с Hg или как (см. шаг 1) и фиксированной в матрице силикагель 6% (см. шаг 2).
  7. Прикрепить колонки вертикально и подключить восходящий поток непрерывно N2 кипела сверхчистого стерильную воду при низкой скорости (~ 2 мл h-1).
  8. Обложка столбец с алюминиевой фольги для защиты от света.

Figure 1
Рисунок 1: Рисунок и фото установки колонки. Пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Representative Results

Пример 1. Влияние снижения железа как мобильность и видообразования

Как столбец непосредственно прививанным с грунтовых вод от сайта, представляя как концентрация выше, чем пить стандартов (Bracieux, Луара et Шер, Франция). Грунтовые воды в стерильные бутылки и хранятся на 5 ° C до использования. Столбец был подан от дна с этой водой, содержащей природные эндогенного микробной сообщества на низкой скорости потока (2 мл h-1) для содействия бактериальных привязанность к песок. Температура была первоначально фиксированной при 25 ° C для того, чтобы пользу микробного роста и затем уменьшилось, после 54 дней непрерывного эксперимента, до 14 ° C, который является температура водоносного горизонта. После первоначального прививка шаг, от дня 0 в день 17, сульфат, лактат и дрожжей экстракт (соответственно 370 мг L-1830 мг L-1и 250 мг L-1), были введены в подачи воды для того чтобы активировать сульфат bioreduction.

Пример 2. Влияние бактерий железа и сульфата железа сокращения на Hg мобильность и видообразования

Для этого эксперимента две колонны были установки одинаково. Первый был прививанным с железо снижение бактериальной сообщества и поставляется с молибденовокислый (0,40 ммоль L-1), чтобы препятствовать сульфатредукции и глюкозы, в пользу бактерий железа уменьшение (IRB колонка). Еще один столбец был прививанным с сульфат снижение бактериальной сообщества и кормили с сульфатом для создания сульфат, уменьшение зоны песчаные нижней половины из столбца, а также натрия лактата как субстрат (SRB колонка).

Два экспериментальных вертикальные устройства кормили снизу, сначала с стерильных ультра-чистой водой, а затем с грунтовых вод, который был стерилизован автоклавированием (121 ° C 20 мин). Этот грунтовых вод был пробы в хлорно щелочных Hg загрязненных сайта (именуемый сайт X поскольку расположение является конфиденциальной). Перистальтический насос был использован и подавая скорость потока был установлен на 2,8 мл ч-1. Перед прививкой столбцы были сначала промыть за одну неделю с ультра-чистой водой, шаг, во время которого всего растворенных Hg ([THg]D) и общего растворенного железа ([ТФЭ]D) контролируются в отток. Далее столбцы кормили в течение одной недели стерильной водой X сайт для проверки отсутствия мобилизации абиотических ртути. Затем столбцы кормили с сайта X водой поправки с лактат и сульфат (370 мг L-1 сульфата натрия) и 830 мг L-1 натрия лактата в столбце SRB и с глюкозой и молибденовокислый (10 g L-1 и 0,40 ммоль L-1) для столбце IRB. После этих предварительных шагов абиотические 20 мл посевным материалом вводили в приточных вод каждого столбца на 21 день.

Инокуляты были подготовлены эндогенного бактериальное сообщество от Hg загрязненных сайт X в конкретные культуры средств массовой информации в пользу сульфатредукции или железа. Подготовка обоих СМИ был ранее описанных27. После того, как сульфат и железа сокращения были подтверждены измерения [так42 -] / s2 -] и [Fe(III)]/[Fe(II)] в этих обогащения, они были использованы для инокуляции столбцы SRB и IRB, соответственно.

Результаты экспериментов колонка ртути доступны в Hellal и др. (2015) 24.

Для этого столбца эксперимента на мышьяк мобильности, поведение со временем концентрации сульфат [так42 -], всего растворенного железа (< 0.45 мкм) [ТФЭ]D, и всего растворенного мышьяка [ТАС]D в розетку решения приведены в рисунке 2Aи эволюции этих элементов, а также pH и Eh вдоль столбца профиля после 54 дней инкубации приведены на рисунке 2B.

Figure 2
Рисунок 2 . Мониторинг в столбце. (A) временная эволюция [так42 -], [ТАС]и [ТФЭ]D контроль на выходе из колонки. (B) вертикальный столбец профили для рН, Eh (Ref. Ag/AgCl), [так42 -], [S2 -], [ТАС]Dи [ТФЭ]D после 54 дней мониторинга.

После двух недель постоянного экспериментирования с сульфат и лактата в канале черного цвета преципитат было отмечено на стыке между двумя слоями песка (рис. 3A). Этот черный зоны постепенно вторглись Топ железа (Окси) гидроксид обогащенной зоны столбце (рис. 3B). В конце эксперимента (день 95), весь верхний слой был черный (рис. 3 c).

Figure 3
Рисунок 3: Изменения в аспекте гидроксид зоны в столбец во время эксперимента.
(A) черный зоны появилась в интерфейсе (день 35), (B) черный преципитаты постепенно вторглись в зоне гидроксид (день 45), (C) гидроксид зоны был полностью черный (день 65). Пожалуйста, нажмите здесь, чтобы посмотреть большую версию этой фигуры.

После 35 дней непрерывной работы на выходе столбца, следуют преходящее повышение образцов [ТФЭ]D в 0,45, которую мкм отфильтровывать технического индикатора наблюдалось снижение в [т42 -]. От 60 дней была измерена значительный рост [ТАС]D в выходе воды. Профиль физических и химических параметров вдоль экспериментальной системы был получен на день 54, когда сульфатредукции был явно активных, выборки через 5 перегородками. PH не меняется, оставаясь близко к рН 7 (с 7.00 до 7,32) от дна к верхней части колонны. Напротив, redox потенциал был явно отличаются в два слоя (рис. 2B), представляя значения близки к -400 МВ (ref. Ag/AgCl) в нижней, лишенные железа и повышения значения близки к -200 МВ (ref.Ag/AgCl) в верхней зоне богатые железом. В нижнем слое растворенного сероводорода до концентрации около 20 мг L-1, затем снизилась до значения ниже 1 мг L-1 в зоне богатые железом. Концентрации сульфат был глобально ниже в столбце чем в питательной воды; Однако она резко сократилась на стыке между зонами, лишенные железа и богатые железом. Мышьяк в обнаружен 0,45 мкм отфильтрованных выборок из верхней зоны, содержащей гидроксидов железа (Окси) As шипами). Тио арсенат видов были обнаружены неподалеку от зоны интерфейса и промежуточный продукт сульфатредукции; Тиосульфат присутствовал в нижней железа, лишенные слой28.

Результаты профилей концентрации сульфата и Тио арсенат показали пик активности сульфатредукции на стыке между уровнями лишенные железа и богатые железом. В слое богатые железом скорее происходящие процессы должны быть сокращение Fe(III), растворенного сероводорода производить Fe(II), который затем спровоцирует с растворенного сероводорода как черный Фес минеральных29. Некоторые мышьяка первоначально связаны с железом (Окси) гидроксидов могли бы мобилизовать путем сокращения Fe(III) но затем повторно абсорбированном виде на оставшиеся гидроксидов железа (Окси) до тех пор, как адсорбция сайты были доступны. Как черный Фес фронта продвинулись вверх, увеличено количество доступных адсорбции сайтов сократилось и концентрация мышьяка в воде розетки. Выше сульфат снижение активности, измеряемая вблизи лишенные железа и богатые железом интерфейс, может быть объяснено потребления растворенного сульфид железа; так как продукт, выпущенный от сульфатредукции была потребляется, эта реакция был энергетически более благоприятные30. Это явление было отмечено благодаря установка столбца.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Discussion

Установка экспериментальной столбца оказался удобным лабораторный прибор для изучения анаэробных биогеохимических процессов в условиях непрерывной. Непрерывного столбца системы позволяют работать в условиях ближе тем реальные водоносных горизонтов, чем навозной жижи пакетной системы или микромира. Непрерывные системы могут имитировать движения подземных вод через отложения водоносного горизонта.

Наиболее важным этапом в рамках протокола готовится смесь с силикагеля и песка, который должен быть создан быстро для того чтобы получить однородную текстуру и железо TE (Окси) гидроксидов. За этот общий критический шаг, подготовка гидроксидов загрязнителей с шипами (Окси) имеет быть тщательно продуманы для того, чтобы представляют собой подходящую модель бытия природной системы изучал17.

Столбец был задуман чтобы позволить выборки на различных уровнях, таким образом давая доступ к профилям физико химических и биологических параметров. Таким образом система может включать несколько слоев, которые имитируют неоднородностей в situ . Здесь были смоделированы неоднородностей концентрации железа в естественных водоносных горизонтов; Однако другие виды минералогических неоднородностей может быть изучена путем адаптации тип синтетических минеральных, включенных в силикагель. Силикагель матрицы эффективно предотвратить движение частиц (Окси) гидроксидов железа. В приведенных примерах столбцы были привиты с естественной микрофлоры от грунтовых вод19, однако, как столбец и все сопутствующее оборудование можно стерилизовать, может считаться эксперименты с чисто бактериальных штаммов.

Ограничения метода связаны с размером экспериментальное устройство. Количество жидкости, которое можно отведать от каждого порта выборки должна быть ограничена 5 мл (максимум), потому что выборки нарушает равновесие системы. Масштабы нарушения будут связаны с кормления скорость потока: для очень низкой скорости потока кормления, нарушение будет больше, чем для более высокой скорости потока. Таким образом объем низким выборки ограничивает диапазон измерений и анализа, которые могут быть выполнены. Частота дискретизации в выборки порты также должна быть ограничена пусть столбце достижения нового равновесия между каждого профиля выборки. По аналогичным причинам проб твердого материала через порты выборки должны быть ограничены в очень небольших количествах. Еще одно ограничение этого метода является сложность выполнения воспроизводимость экспериментов в нескольких столбцах, поскольку в условиях непрерывного питания было бы очень трудно поддерживать идентичные условия в параллельных устройств.

Нынешней экспериментальной колонках приобретает данных, касающихся явления, происходящие в водоносных горизонтов, которые не могут быть получены с помощью пакетного условий. В рамках полной исследование это значительное дополнение к классические пакетного экспериментов, которые могут быть выполнены в реплицирует17,20.

Потенциальные применения этой экспериментальной установки включают разяснения биогеохимических процессов, вызывая релиз токсичных TEs (например, As, Se) от естественных геологических формаций и оценки воздействия антропогенной деятельности на Эти процессы, такие как входным нитратов и пестицидов в подземных водах, например, или колебаний уровня грунтовых вод. Столбцы также может оказаться полезным при тестировании биовосстановления опции31 для биодеструкции органических загрязнителей или стабилизации неорганических загрязнителей, таких как Hg.

Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.

Disclosures

Авторы не имеют ничего сообщать.

Acknowledgments

Эта работа финансировалась совместно BRGM, докторантура Грант института Карно и Совет Général du Loiret. Мы также с благодарностью признаем финансовую поддержку, оказываемую центром округов - Валь-де-Луар в проект ПОВОРАЧИВАЕТСЯ.

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

DOWNLOAD MATERIALS LIST

References

  1. Oremland, R. S., Stolz, J. F. The Ecology of Arsenic. Science. 300 (5621), 939 (2003).
  2. 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).
  3. Compeau, G. C., Bartha, R. Sulfate-Reducing Bacteria: Principal Methylators of Mercury in Anoxic Estuarine Sediment. Appl. Environ. Microbiol. 50, (1985).
  4. 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).
  5. Barkay, T., Miller, S., Summers, A. Bacterial mercury resistance from atoms to ecosystems. FEMS Microbiol Rev. 27 (2-3), 355-384 (2003).
  6. 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).
  7. Andersson, H. A. The Biochemistry of Mercury in the Environnment. Nriagu, J. O. , Elsevier. Amsterdam. 79-112 (1979).
  8. 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).
  9. 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).
  10. 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).
  11. 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).
  12. Lovley, D. R. Dissimilatory Fe(III) and Mn(IV) reduction. Microbiol. Mol. Biol. Rev. 55 (2), 259-287 (1991).
  13. 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).
  14. 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).
  15. 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).
  16. 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).
  17. 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).
  18. 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).
  19. 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).
  20. Islam, F. S., et al. Role of metal-reducing bacteria in arsenic release from Bengal delta sediments. Nature. 430, (2004).
  21. 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).
  22. Nickson, R. T., et al. Mechanisms of arsenic release to groundwater, bangladesh and West Bengal. App. Geochem. 15, 403-413 (2000).
  23. Varsanyi, I., et al. Arsenic, iron and organic matter in sediments and groundwater in the Pannonian basin, Hungary. App. Geochem. 21, 949-963 (2006).
  24. 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).
  25. 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).
  26. Salvato, N., Pirola, C. Analysis of mercury traces by means of solid sample atomic absorption spectrometry. Microchim Acta. 123 (1), 63-71 (1996).
  27. 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).
  28. 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).
  29. dos Santos Afonso, M., et al. Reductive dissolution of iron(III) (hydro)oxides by hydrogen sulfide. Langmuir. 8, 1671-1675 (1992).
  30. Postma, D., et al. Redox zonation: equilibrium constraints on the Fe(III)/SO4-reduction interface. Geochem Cosmochim. Acta. 60, 3169-3175 (1996).
  31. 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).

Tags

Науки об окружающей среде выпуск 130 столбец оксиды железа ртуть мышьяк водоносного горизонта непрерывной эксперимент бактерий анаэробной
Установка экспериментальной столбца для изучения анаэробных биогеохимических взаимодействий между гидроксидов железа (Окси), микроэлементов и бактерий
Play Video
PDF DOI DOWNLOAD MATERIALS LIST

Cite this Article

Hellal, J., Burnol, A., Locatelli,More

Hellal, J., Burnol, A., Locatelli, A., Battaglia-Brunet, F. Experimental Column Setup for Studying Anaerobic Biogeochemical Interactions Between Iron (Oxy)Hydroxides, Trace Elements, and Bacteria. J. Vis. Exp. (130), e56240, doi:10.3791/56240 (2017).

Less
Copy Citation Download Citation Reprints and Permissions
View Video

Get cutting-edge science videos from JoVE sent straight to your inbox every month.

Waiting X
Simple Hit Counter