Summary
Öde och Speciering av arsenik och kvicksilver i akviferer är närbesläktad med physio-kemiska förhållanden och mikrobiell aktivitet. Här presenterar vi en ursprungliga experimentella kolumn setup som härmar en akvifär och möjliggör en bättre förståelse av spårämnet biogeokemi under syrefria förhållanden. Två exempel presenteras, kombinera geokemiska och mikrobiologiska metoder.
Abstract
Omvandling, spridning och artbildning spårelement (TEs), såsom arsenik (As) och kvicksilver (Hg), i akviferer är närbesläktade physio-kemiska förhållanden, såsom redox potential (Eh) och pH, men också att mikrobiella aktiviteter som kan spela en direkt eller indirekt roll på artbildning eller rörlighet. Vissa bakterier kan faktiskt direkt oxidera As(III) till As(V) eller minska As(V) till As(III). Bakterier är också starkt engagerade i Hg Cykling, antingen genom dess metylering, bilda nervgift monometylfumarat kvicksilver, eller via dess förminskning till elementärt Hg °. Både som öden och Hg är också starkt kopplad till jord eller akvifer sammansättning; faktiskt, som och Hg kan binda till organiska föreningar eller (oxy) hydroxider, som kommer att påverka deras rörlighet. I sin tur bakteriell aktiviteter såsom järn (oxy) hydroxid minskning eller mineralisering av organiskt material kan indirekt påverka och Hg bindning. Förekomsten av sulfat/svavelväte kan också starkt påverka dessa specifika element genom bildandet av komplex såsom thio-arcenater med som eller metacinnabar med Hg.
Således många viktiga frågor har tagits upp på ödet och Speciering av som och Hg i miljön och hur du begränsar deras giftighet. På grund av sin reaktivitet mot akvifer komponenter är det dock svårt att klart skilja de biogeokemiska processer som inträffar och deras olika påverkan på ödet för dessa TE.
För att göra så, vi utvecklat ett original, experimentell, kolumn setup som härmar en akvifer med som - eller Hg-järn-oxid rika områdena kontra järn utarmat områden, möjliggör en bättre förståelse av TE biogeokemi under syrefria förhållanden. Följande protokoll ger steg för steg instruktioner för kolumn struktur antingen för som eller Hg, samt ett exempel med enligt järn och sulfat minska villkor.
Introduction
Förstå och förutsäga spårämne (TE) rörlighet och biogeokemi i miljön är nödvändiga för att övervaka, utveckla och tillämpa lämpliga ledningsbeslut för förorenade platser. Detta gäller särskilt giftiga TEs såsom arsenik (As) och kvicksilver (Hg). Omvandling, spridning och artbildning av dessa TEs i jord eller grundvattenmagasin är närbesläktade fysikalisk-kemiska förhållanden, såsom Eh och pH, men också att mikrobiella aktiviteter som kan spela antingen en direkt roll på artbildning eller en indirekt roll på rörlighet.
Vissa bakterier kan faktiskt direkt oxidera As(III) till As(V) eller minska As(V) till As(III). Detta påverkar som toxicitet, eftersom As(III) är den giftigaste formen av, och rörlighet, eftersom As(III) är mer rörliga än As(V), som lätt kan adsorbera till järnhydroxider (oxy) eller organiskt material1,2. Jämväl, bakterier är starkt involverade i kvicksilver Cykling, antingen genom dess metylering, främst av sulfat och järn minska bakterier3,4, bilda nervgift monometylfumarat kvicksilver (lätt bioaccumulated i livsmedelskedjan), eller genom dess förminskning till flyktiga elementärt Hg (Hg °)5.
Både som och Hg öden är också starkt kopplad till jord eller akvifer sammansättning, sedan föreningar såsom organiskt material eller järnhydroxider (oxy) kan påverka deras kvarstad och biotillgänglighet. As(V) adsorberas väl till järn (oxy) hydroxider6, medan Hg har en mycket hög affinitet för organiskt material (OM; främst för thiol grupper) men också för kolloidal järn eller mangan (oxy) hydroxider i OM utarmat miljöer7,8 , 9 , 10 , 11.
Bakteriell verksamhet kan sedan påverka ödet för TEs adsorberas till (oxy) hydroxider eller organiskt material genom minskning av järnhydroxider (oxy) eller mineraliseringen av organiskt material. Direkta järn minskning av bakterier är dominerande smittvägen för järn minskning av svavel utarmat zoner12,13, Fe(III) används som en terminal Elektronacceptor, indirekt, Fe(III) kan minskas till Fe(II) av svavelväte bildas av en bakteriell sulfat minskning14. Dessutom kan förekomsten av sulfat också ändra Hg och artbildning genom bildandet av komplex som thio-arcenater15 med som eller metacinnabar med Hg.
Således, en bättre förståelse för effekterna av järn och sulfat cykling på ödet för TE, såsom Hg och som, kunde hjälpa oss att bättre hantera förorenade områden och upprätthålla markens och vattnets kvalitet. Data kan också bidra till att förstärka befintliga metall-rörlighet modeller. Mikrobiell Fe (III)-minskning16,17,18 kan orsaka desorptionen av TE. Teoretiskt, indirekt minskning av järnhydroxider (oxy) av svavelväte produceras av mikrobiell minskning av sulfat kan också påverka TE rörlighet. Men studeras omfattningen och kinetik av dessa reaktioner generellt i homogen satssystem eller batch mikrokosmer16,18,19,20. Nackdelen med batch experimenten är avsaknaden av dissociation av de förekommande fenomen; faktiskt, aktiviteten är baserad på och begränsas av resurserna som finns i batch och endast ger ett slutresultat av förskjutningarna i artbildning och adsorption. En kolumn metod möjliggör förnyelse av inflowing media och övervakning av ödet för TE över tid och rum. Dessa villkor är mer realistisk jämfört med en akvifer, där verkliga fenomen är nära kopplade till kontinuerlig infiltration villkor. Dessutom heterogena järn (oxy) hydroxid förekomst i akvifer sediment är gemensamma21,23, och rumsliga förändringar i den mineralogiska och kemiska sammansättningen av de fasta faserna verkligen driver mikrobiella aktiviteter .
För att belysa påverkan av dessa heterogeneitiesna på geo-mikrobiella fenomen och ödet för järn-associerade TE, utvecklade vi ett laboratorium, en ständigt matad kolumn representerar en förenklad modell akvifer. Kolumnen fylls för att skapa en järn-utarmat zon vid kolumn ingången och en järnrik zon överst. Regelbunden provtagningsportar aktivera oss att studera varje zon individuellt samt gränssnitt-associerade fenomen. Ett exempel på tillämpningen av experimentella enheten för studier av Hg öde och artbildning är redan tillgänglig24. Här ger vi en detaljerad beskrivning av den experimentella setup och ett andra exempel på dess tillämpning som fokuserar på beteende som i förorenade vattentäkter.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Protocol
1. experimentell förberedelse
- Acid-Wash alla material (glas, polytetrafluoretylen (PFTE)) i kontakt med prover (5 dagar i 20% salpetersyra (HNO3) v/v) följt av 5 dagar i saltsyra (HCl) 10% v/v). Skölj flera gånger med ultrarent vatten och torka under en laminär hood före användning.
- Använd polyeten handskar (eller liknande) och ett dragskåp för alla steg med kemikalier.
2. Förbered Hg och som spetsade amorft järn oxider
- Förbereda ca 20 g ferryhydrate (Fe(OH)3): Lös upp 50 g FeCl3-6 H2O i 500 mL ultrarent vatten (resistivitet > 18 MΩ cm-1) under agitation i en glas reaktor med en rostfritt stål pumphjul eller magnetiska omrörare. Inledande pH är < 2.
- Manuellt lägga till en lösning av 10 M NaOH utfällning ferryhydrate.
Obs: Ca 50 mL kommer att krävas att fälla ut alla järnhydroxider (oxy). Justera pH till 6 och underhålla agitation för 1 h att stabilisera.- För Hg-spetsade (oxy) hydroxider: förbereda 10 mL HgNO3 på 10 g L-1 och tillsätt 350 µL till den (oxy) natriumhydroxidlösning.
Obs: Detta kommer att ge en slutliga Hg-halten i de våta (oxy) hydroxider av ~ 4 µg g-1 (oxy) hydroxider. - För som-spetsade (oxy) hydroxider: bereda 100 mL som2O325 på 10 g L-1 och lägga 70 mL till järnoxid lösningen. Detta kommer att ge en sista As(III) innehåll ~ 70 mg/g (oxy) hydroxider.
- För Hg-spetsade (oxy) hydroxider: förbereda 10 mL HgNO3 på 10 g L-1 och tillsätt 350 µL till den (oxy) natriumhydroxidlösning.
- Lämna under agitation med ett rostfritt stål impeller eller magnetomrörare för 3 h och sedan Centrifugera under 20 minuter vid 2000 x g. avlägsna supernatanten och slamma de (oxy) hydroxider i 500 mL ultrarent vatten. Upprepa centrifugeringen och sköljning steg två gånger. Återställa de fuktiga (oxy) hydroxider (fasta ämnen har en vattenhalt på 85-90% WT) och förvaras vid 4 ° C fram till användning.
- Sterilisera fuktiga Hg eller som-spetsade järnoxider av gammastrålning, med en minsta absorberad stråldos av 25 kGy.
- Styra Hg och som (oxy) hydroxider innehållet
- Fastställa Hg pellet26.
Obs: Vi hittade 3,90 ± 0,08 µg Hg g-1 fast. Således var den totala mängden kvicksilver som tillförs varje kolumn i 18,3 g av järnoxider 71,4 ± 1,51 µg. - Bestämma innehållet i pelleten. Använd varm syra mineralisering (8 mL 5 N HCL för 4 h vid 50 ° C) och analysera av Atomic Adsorption spektrometri (AAS).
Obs: Vi hittade 70 mg som g-1 fast. Således var den totala mängden som har lagts till i kolumnen i 18,3 g av järnoxider ~1.3 g.
- Fastställa Hg pellet26.
3. Förbered kiselgel och Sand matris
Obs: En lös kiselgel matris användes för att stoppa de fina järnoxider som migrerar från sand-och/eller järnoxid blandningen under vattenflödet. Slutliga gelmatrisen var 6% silikagel så att inte bilda ett block, men bara att löst aggregera kväveoxider.
- Förbereda en 10% kiselgel blandning av värme 4 g kiselgel i 40 mL av en lösning av 7% KOH på en värmeplatta, omrörning med magnetiska rör bar tills upplöst.
- Tillsätt 60 mL ultrarent vatten och sedan kyla lösningen på ~ 20 ° C. Snabbt Titrera med utspädd fosforsyra (20%) till pH 7,5. Sedan snabbt blanda flytande kiselgel med 320 g steril sand och den tidigare tillagda 18,3 g Hg-spetsade eller som-spetsade järnoxider innan det stelnar.
- Bryta upp ”jellified” blandningen genom att blanda med en spatel och hålla sterila före användning i steg 4.
4. inställning kolumnen
- Använd glas kolumner med vattenmantlad kylsystem (inre volym = 400 mL, höjd = 30 cm, diameter 3,5 cm) och fem kiseldioxid som regelbundet septa (varje 5 cm) för längs kolumnerna så att du kan prova alla längs kolumnen.
- Skär PTFE slangar (PTFE int Ø 3 mm) för att säkerställa tillräcklig längd på kolumnen in- och utlopp. Anslut inflödet till peristaltiska slangar, som i sin tur är ansluten till vatten/medium.
- Sterilisera alla material (glas, slang) i autoklav (1 h vid 110 ° C).
- Skruva fast pelaren vertikalt.
- Anslut vattnet jacka till ett vattenkylningssystem för att upprätthålla en genomsnittlig temperatur av 20 ° C.
- Fyll kolumn uppifrån enligt följande:
-Ett lager av fuktig mineralull att undvika solid förlust;
-320 g steril sand (Fontainebleau sand, D50 = 209 µm);
-320 g steril sand blandat med 18,3 g hydrerad amorft järn oxider spetsade med Hg eller som (se steg 1) och fast i en 6% kiselgel matris (se steg 2). - Fäst kolumn vertikalt och ansluta Ascendenten flödet av kontinuerligt N2 bubblade ultrarena sterilt vatten med låg hastighet (~ 2 mL h-1).
- Täcka kolumnen med aluminiumfolie att skydda från ljuset.
Figur 1: Skiss och foto av inställningen kolumn. Klicka här för att se en större version av denna siffra.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Representative Results
Exempel 1. Effekterna av järn minskning av som rörlighet och artbildning
As-kolumn var direkt inokuleras med grundvatten från en webbplats som medför ett As koncentrationen högre än de dricka standarderna (Bracieux, Loire et Cher, Frankrike). Grundvattnet var provtas i sterila flaskor och lagras vid 5 ° C fram till användning. Kolumnen matades från botten med detta vatten som innehåller naturliga endogena mikrobiell gemenskapen vid ett lågt flöde (2 mL h-1) för att underlätta bakteriell fastsättning till sand. Temperaturen var ursprungligen fastställda vid 25 ° C för att gynna mikrobiell tillväxt och minskade därefter, efter 54 dagars kontinuerlig experiment, till 14 ° C, vilket är temperaturen i akvifären. Efter den inledande inympning steg, från dag 0 till dag 17, sulfat, laktat och jäst extrakt infördes (respektive 370 mg L-1, 830 mg L-1och 250 mg L-1) i utfodring vattnet att aktivera sulfat bioreduction.
Exempel 2. Effekterna av bakteriell järn och järnsulfat/minskning på Hg rörlighet och artbildning
För detta experiment var två kolumner setup identiskt. Först var inokuleras med en järn-minska bakteriell gemenskap och levereras med både molybdat (0.40 mmol L-1), att hämma sulfat minskning, och glukos, att gynna järn-minska bakterier (IRB kolumn). En annan kolumn var inokuleras med en sulfat-minska bakteriell gemenskap och matas med sulfat till skapa en sulfat minska zon i den sandiga nedre halvan av den kolumn samt natrium laktat som substrat (SRB kolumn).
De två experimentella vertikala enheterna matades från botten, först med sterilt ultrarent vatten, och sedan med grundvatten som var steriliseras i autoklav (121 ° C i 20 min). Detta grundvatten samplades i en kloralkali-Hg förorenade webbplats (kallad plats X eftersom platsen är konfidentiellt). En Peristaltisk pump används och utfodring flödet fastställdes till 2,8 mL h-1. Före Inympning, var kolumnerna först sköljas för en vecka med ultrarent vatten, ett steg under vilken totalt upplöst Hg ([THg]D) och totalt upplöst järn ([TFe]D) övervakades i utflödet. Nästa, matades kolumner under en vecka med steril plats X vatten att kontrollera avsaknad av abiotiska kvicksilver mobilisering. Kolumnerna matades sedan med plats X vatten ändras med laktat och sulfat (370 mg L-1 natriumsulfat) och 830 mg L-1 av natrium laktat för kolumnen SRB och med glukos och molybdat (10 g L-1 och 0.40 mmol L-1) för kolumnen IRB. Efter dessa abiotiska förberedelser, skulle 20 mL av inokulatet injiceras i varje kolumn inflowing vatten på dag 21.
Inokulat var förberedda genom att berika endogena bakteriell gemenskapen från Hg-förorenade platsen X i specifika kultur media gynnar antingen sulfat minskning eller järn minskning. Beredning av båda medier var tidigare beskrivna27. När sulfat och järn minskning bekräftades genom att mäta [SO42 -] / s2 -] och [Fe(III)]/[Fe(II)] i dessa rikedomar, de var vana att Inokulera kolumnerna SRB och IRB respektive.
Resultaten från de kvicksilver kolumn experiment finns i Hellal et al. (2015) 24.
Efter denna kolumn experiment på arsenik rörlighet, beteende över tid av koncentrationerna i sulfat [SO42 -], totalt upplöst järn (< 0,45 µm) [TFe]D, och totalt upplöst arsenik [TAs]D i uttaget Lösningen ges i figur 2Aoch utvecklingen av dessa element samt pH och Eh längs kolumnen profilen efter 54 dagars inkubation ges i figur 2B.
Figur 2 . Övervakning av kolumnen. (A) Temporal evolution [SO42 -], [TAs]Doch [TFe]D övervakas vid kolumn utlopp. (B) vertikalpelaren profiler för pH, Eh (Ref. Ag/Granulatfyllda), [SO42 -], [S2 -], [TAs]D, och [TFe]D efter 54 dagars övervakning.
Efter två veckors kontinuerlig experimenterande med sulfat och laktat i fodret observerades en svart-färgad fällning vid gränssnittet mellan två lager av sand (figur 3A). Denna svarta zon invaderade successivt topp järn (oxy) hydroxid-berikad zonen i kolumnen (figur 3B). Vid slutet av experimentet (dag 95), hela övre lagret var svart (figur 3 c).
Figur 3: Förändringar i aspekten av zonen hydroxid i kolumnen under experimentet.
(A) zonen svart synts på gränssnittet (dag 35), (B), svarten fällningar successivt invaderade zonen hydroxid (dag 45), (C) hydroxid zonen var helt svart (dag 65). Klicka här för att se en större version av denna siffra.
Efter 35 dagar av kontinuerlig löpning observerades en minskning av [SO42 -] i kolumnen utlopp, följt av en övergående förhöjning av [TFe]D i den 0,45 µm filtermediat prover. Från dag 60 mättes en betydande ökning av [TAs]D i outlet vattnet. En profil av de fysikaliska och kemiska parametrarna längs det experimentella systemet erhölls dag 54, när sulfat-minskningen var tydligt aktiva, genom provtagning genom 5 septa. PH-värdet varierar inte, återstående nära pH 7 (från 7.00 till 7,32) från botten till toppen av kolonnen. Den potentiella redox var däremot tydligt olika i de två lagren (figur 2B), presentera värden nära -400 mV (ref. Ag/Granulatfyllda) i botten, berövade järn och öka till värden nära -200 mV (ref.Ag/AgCl) i zonen för övre järnrik. I det nedersta lagret, löst sulfid nått koncentrationer nära 20 mg L-1, sedan minskade till värden som är lägre än 1 mg L-1 i zonen järnrik. Sulfat koncentrationen var globalt lägre i kolumnen än i matarvattnet; det minskade dock kraftigt i gränssnittet mellan järn-berövade och järnrik zoner. Arsenik upptäcktes i 0,45 µm filtrerade prover från den övre zonen, som innehöll de As-spetsade (oxy) järnhydroxider). Thio-arsenate arter upptäcktes nära zonen gränssnitt och den mellanliggande produkten av sulfat-nedsättning. tiosulfat var närvarande i botten järn-berövade lager28.
Resultaten av sulfat och thio-arsenate koncentration profiler indikerade en topp av sulfat-minskad aktivitet i gränssnittet mellan järn-berövade och järn-rika lager. I järn-rika lager bör mest sannolikt förekommande processerna Fe(III) minskning av upplöst svavelväte att producera Fe(II), som sedan skulle fällning med löst sulfid som den svarta FeS mineral29. Vissa arsenik initialt bunden till järn (oxy) hydroxider kunde har mobiliserats av Fe(III) minskning men sedan åter adsorberas på de återstående (oxy) järnhydroxider så länge adsorption platser var tillgängliga. Som svart FeS framsidan fortskred uppåt, ökade mängden tillgängliga adsorption platser minskade och arsenik koncentration i outlet vattnet. Den högsta sulfat-minska aktiviteten, mätt nära järn-berövade och järnrik gränssnittet, kunde förklaras av konsumtion av upplöst svavelväte av järn; eftersom produkten utfärdat från sulfat-minskning var konsumeras, var denna reaktion energetically mer gynnsam30. Fenomenet observerades tack vare inställningen kolumn.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Discussion
Den experimentella kolumn setup visade sig vara en bekväm laboratoriet enheten att studera anaerob biogeokemiska processer i kontinuerlig villkor. Kontinuerlig spalt system tillåter arbetar i förhållanden närmare dem i verkliga akviferer än flytgödsel satssystem eller mikrokosmos. Kontinuerliga system kan simulera rörelsen av grundvattnet genom akvifer sediment.
Det mest kritiska steget inom protokollet förbereder de TE-järnhydroxider (oxy) och blandningen med kiselgel och sand, som måste skapas snabbt för att erhålla en homogen konsistens. Utöver detta allmänna kritiska steg, utarbetandet av de förorenande-spetsade (oxy) hydroxider måste utformas omsorgsfullt för att företräda en lämplig modell av de naturliga system är studerade17.
Kolumnen var tänkt för att låta provtagning på olika nivåer, vilket ger tillgång till profiler av physio-kemiska och biologiska parametrar. Systemet kan således innehålla flera lager som simulerar i situ heterogeneitiesna. Här, var heterogeneitiesna av järnkoncentrationen i naturliga akviferer simulerade; dock kan andra typer av mineralogiska heterogeneitiesna studeras genom att anpassa typen av syntetiska mineral som ingår i kiselgel. Gelmatrisen silica förhindras effektivt rörelsen av fina partiklar av järnhydroxider (oxy). I givna exempel kolumnerna var inokuleras med naturliga mikroflora från grundvatten19, dock som kolumnen och alla associerade utrustningen kan steriliseras, experiment med ren bakteriestammar kan övervägas.
Begränsningarna av tekniken som är kopplade till storleken på experimentella enheten. Mängden vätska som kan avnjutas från varje provtagning hamn skall begränsas till 5 mL (maximalt) eftersom provtagning stör systemens jämvikt. Omfattningen av störningar kommer att relateras till utfodring flödet: för mycket låg utfodring flöden, störningar kommer att vara större än för högre flöden. Alltså begränsar låg provtagning volymen utbudet av mätningar och analyser som kan utföras. Provtagningar i provtagning hamnar bör också begränsas till låt kolumnen nå en ny balans mellan varje profil provtagning. Av liknande skäl skall provtagning av fast material genom provtagning hamnarna begränsas till mycket små mängder. En annan begränsning av tekniken är svårigheten att utföra reproducerbara experiment i flera kolumner, eftersom det skulle vara mycket svårt att upprätthålla identiska förhållanden i parallella enheter i kontinuerlig utfodring villkor.
Inställningen för närvarande experimentell kolumn förvärvar uppgifter om fenomen som förekommer i akviferer som inte kan erhållas med hjälp av batch villkor. Inom ramen för en fullständig undersökning är det ett betydande komplement till klassisk batch experiment som kan utföras i replikerar17,20.
Potentiella tillämpningar av detta experiment inkluderar förtydligandet av biogeokemiska processer inducerande utsläpp av giftiga TEs (t.ex., som, Se) från naturliga geologiska formationer och utvärderingen av konsekvenserna av mänsklig verksamhet på dessa processer, såsom en insats av nitrat eller bekämpningsmedel i grundvatten, exempelvis eller växlingar av grundvattennivån. Kolumnerna kan också vara användbara i testning bioremediering alternativ31 för den biologiska nedbrytningen av organiska föroreningar eller stabilisering av oorganiska föroreningar såsom Hg.
Subscription Required. Please recommend JoVE to your librarian.
Disclosures
Författarna har något att avslöja.
Acknowledgments
Detta arbete nansierades av BRGM, postdoktorala bidrag från de Conseil Général du Loiret och Carnot Institute. Vi erkänner också tacksamt det ekonomiska stödet till projektet PIVOTERNA av 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).
