動水條件下沉積物-水界面微生物與鉻的相互作用機理

段磊 ，孫亞喬 *，童秀娟 ，呂梓昊 ，楊茜 ，王旭東

1. 長安大學水利與環境學院，陜西 西安 710054；2. 旱區地下水文與生態效應教育部重點實驗室，陜西 西安 710054

河床沉積物是河流生態系統的重要組成部分，既是河流生物生存所需能量的供給源，也是污染物質的儲存庫；沉積物中有機質、微生物、鐵錳氧化物等，對重金屬 Cr的賦存形態和遷移轉化過程具有顯著影響（El-sayed et al.，2015；Milenkovic et al.，2005；Mwamburi，2003）。沉積物中微生物對重金屬Cr的吸附-解吸、氧化還原等地球化學作用影響較大，重金屬 Cr濃度亦反作用于微生物新陳代謝過程（Steinhagen et al.，2004；Dhal et al.，2013；Davis et al.，1995）。國內外關于水環境中重金屬Cr的研究，主要集中在Cr對水土環境污染程度、污染來源與途徑、遷移轉化規律和修復治理等方面（Shankar，2009；Granier et al.，1990；楊學福等，2018；蘭金秀等，2018；林華等，2020）。水環境的氧化還原條件、pH、有機質等環境條件的改變，直接影響著重金屬 Cr的賦存形態和價態的變化（Kota? et al.，2000；Palmer et al.，1991；Deng et al.，2003；孫亞喬等，2019）。沉積物中重金屬遷移轉化機制主要包括溶解作用、離子交換作用、吸附解吸作用、生物地球化學作用以及氧化還原作用等，對河床沉積物中重金屬遷移轉化影響較大的環境因素為Eh、pH、有機質和微生物活動等（Ndzangou et al.，2005；Cantwell et al.，2008；Karbassi et al.，2008）。已有研究表明，水動力作用也是河床中重金屬還原-釋放過程的重要條件（Wang et al.，2014；Hwang et al.，2007；華祖林等，2018）。目前，針對重金屬高濃度廢水向水體持續輸入后，沉積物-水界面重金屬的遷移轉化和微生物的影響研究較少，其影響機理函待展開研究。

沉積物-水界面是重金屬遷移轉化的主要發生帶，低濃度的Cr6+對好氧性細菌有刺激作用，高濃度則為抑制作用，高濃度的Cr流入水體中，溶解態鉻遷移率較高的主要原因是由于溶解態有機物與Cr(Ⅲ)絡合所致（陳奇良等，2014；Fan et al.，2019；傅大放等，2002）。高鉻濃度廢水的持續輸入、物理-化學與微生物聯合作用是影響重金屬鉻遷移轉化的關鍵因素，然而這種聯合作用對沉積物-水界面重金屬鉻遷移轉化影響機理研究較少。本文擬通過水槽模擬實驗，分析上覆水Cr(Ⅵ)濃度持續更新條件下，沉積物-水界面重金屬Cr的遷移轉化規律，揭示沉積物-水界面微生物與重金屬Cr相互作用機理，深化認識重金屬在沉積物-水界面遷移轉化過程，為河流生態安全評價和保障提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集和處理

2017年10月課題組在渭河渭南段（31°31′42″N，109°31′14″E）用抓斗式沉積物采樣器采集河床表層沉積物，裝入提前滅菌的密封袋和取樣桶中。沉積物剔除樣品中植物根系、殘渣以及碎石等，一部分放在陰涼處風干，另一部分用葡萄糖活化一天，防止沉積物中微生物死亡。風干后的沉積物研磨過200目的尼龍篩，處理好的樣品密封于聚乙烯樣品袋中待測；而活化后的沉積物移入水槽，開展微生物對沉積物-水界面中重金屬鉻的遷移轉化模擬實驗。

1.2 室內水槽模擬實驗

設計的實驗水槽長、寬、高分別為 70 cm×30 cm×40 cm（見圖 1）。利用蠕動泵持續泵入高濃度含鉻廢水作為補充水（補充水為用蒸餾水配置的 7 mg·L-1的高鉻水），模擬河床沉積物上覆水 Cr(Ⅵ)濃度不斷更新,考慮渭河水體更新時間為6—8 d，設置實驗水槽水體更新時間為 7 d，蠕動泵調節流速為0.5 L·h-1。在水槽下部鋪一層厚度為10 cm的沉積物，上覆水深25 cm，并在水槽中裝入曝氣裝置，進行24 h持續爆氣，間隔一定時間（1、2、3、5、7、9、11、13、15、22、36 d）定時取樣。水槽實驗中初始水為不含鉻的蒸餾水，利用蠕動泵持續泵入7 mg·L-1Cr(Ⅵ)的高鉻水。在沉積物上層5 cm處定時取水樣，離心后過0.45 μm濾膜，采用ICP-OES測定溶液中重金屬總Cr，用分光光度法測定六價鉻含量，并檢測水樣總有機碳 TOC、pH、電導率、氧化還原電位和溶氧；沉積物表層殘渣用 SPM620重金屬消解儀四酸消解法進行消解并測定重金屬Cr含量。采集沉積物樣品觀測表層微生物生長情況，利用培養基培養后，進行微生物群落計數并觀測微生物群落形態，分離純化鑒定微生物種屬。

1.3 水土樣品測定方法

水樣的 pH、Eh、Ec、DO、TOC、Cr(Ⅵ)、Cr和沉積物樣品的粒度、微生物菌落數及形態、微生物種屬測定方法見表1。

2 實驗結果

2.1 沉積物和上覆水的基本理化特征

從表2可知，實驗期間不斷更新的上覆水 pH介于 7.24—8.6之間，平均值為 8.02，呈弱堿性；Eh在151.6—295 mV之間，平均值為244.22 mV；電導率在 161—1184 μs·cm-1之間，平均值為 599.08 μs·cm-1。水中溶氧量（DO）被用來判定水體自凈能力強弱的基本物理指標之一，水環境中水生生物（包括微生物）是通過溶解在水中的氧氣呼吸生存的，曝氣條件下沉積物-水界面中溶氧量最高達到10 mg·L-1，并隨水體更新在 6.2—10 mg·L-1之間變化。上覆水的有機碳含量較高，最大值為 78.46 mg·L-1，平均值達到 54.49 mg·L-1。沉積物中的 TOC為1.3%—1.74%，平均值為1.42%。隨著上覆水更新實驗的進行，沉積物中的總鉻明顯高于原沉積物楊中49.85 mg·kg-1，平均升高了1.39倍。沉積物顆粒較細，黏粒含量較高，其微團聚體結構通過場發射掃描電鏡觀察到（圖2），黏粒多呈微團形式存在，有少量黏粒呈絮凝狀粘結在一起或直接膠結在骨架顆粒上形成微團聚體。沉積物中富含有粘土礦物，包括伊利石、綠泥石和高嶺石等，粘土礦物含量為17%。沉積物礦物成分和團聚結構是沉積物對鉻的吸附能力較強的主要原因之一。

2.2 沉積物中微生物生長特征

圖1 沉積物-水界面重金屬遷移轉化模擬實驗裝置Fig. 1 Migration and transformation simulation experimental device of heavy metal at sediment-water interface

表1 沉積物和水基本理化指標檢測Table 1 Detection of basic physical and chemical indexes of sediment and water

圖2 沉積物SEM圖Fig. 2 SEM of sediment

在上覆水不斷更新條件下，沉積物表層微生物為適應新環境，其數量變化經歷4個時期：適應期、快速增長期、競爭生長期和穩定期（見圖3）。水體更新率在 0—14%變化時（水體更新率是指輸入高濃度Cr水的量同水槽中總水量的比值），它們處于初步適應期。由于耗氧條件下沉積物中部分菌體對重金屬鉻較敏感，不適宜于生存環境，微生物數量由開始較高的 153×104cfu·g-1，降低為 23×104cfu·g-1。當水槽中水體更新率增加到 98%時，微生物快速增加達到最大值290×104cfu·g-1，該階段水槽中鉻濃度逐漸升高，微生物種類數量較多，菌種大量繁殖。當水體更新率處于98%—210%時，該階段微生物處于競爭生長階段。由于微生物數量增多，能量消耗增加，微生物數量隨有機質含量降低而相應減少。鉻濃度持續增高，導致該階段競爭力小并且不適宜高鉻環境的微生物呈現死亡速度大于新生速率的現象，微生物群體出現負增長，細胞畸形，細胞死亡出現自溶現象，最終導致微生物量減少到 62.5×104cfu·g-1。當水體更新率大于 210%時，微生物生長處于穩定期，競爭生存下來的微生物適宜高鉻環境且對鉻具有強的耐受性，微生物數量基本穩定在26—62×104cfu·g-1。研究結果與重金屬Cu和Cd對沉積物脲酶、蔗糖酶和過氧化氫酶活性影響過程相似（Zhao et al.，2016）。

表2 沉積物-水基本理化性質統計表Table 2 Basic physical and chemical properties of sediment and water

圖3 上覆水更新條件下沉積物-水界面中微生物菌落數（N）和TOC變化趨勢Fig. 3 Microbial growth and TOC change trend in sediment-water interface under the condition of overlying water renewal

2.3 沉積物-水界面中微生物種群

耗氧條件下，由于高鉻水的不斷補充，水槽中Cr(Ⅵ)濃度遠超過地表水Ⅴ類標準的 0.1 mg·L-1（地表水環境質量標準GB 3838—2002），水環境中產生了耐受重金屬鉻的微生物種群，經鑒定為蠟狀芽孢桿菌（Bacillus cereus）、環狀芽孢桿菌（Bacillus annularis）和枯草芽孢桿菌（Bacillus subtilison）。相關研究表明，蠟狀芽孢桿菌對重金屬鉻具有吸附還原作用，該細菌受六價鉻的毒性作用，使細菌發生溶解壞死，從而釋放出能夠還原六價鉻的還原酶（張花香等，2005；焦仕林等，2016）。環狀芽孢桿菌及其代謝產物能通過間接或直接與礦物接觸促進鋁土礦的溶解，溶解方式為機械破壞、代謝產物溶蝕以及絡合作用（孫德四等，2013）。枯草芽孢桿菌對鉻具有一定還原和吸附作用，但在吸附-絡合鉻時受pH和有機質影響（鄭喆，2015）。

3 討論

3.1 上覆水更新條件下沉積物-水界面 Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的轉化機理

沉積物對重金屬的吸附/釋放是一個動態平衡過程，該過程隨著反應的進行趨于穩定。重金屬鉻的吸附量與沉積物的性質密切相關，黏粒含量較高的沉積物明顯吸附更多的重金屬，反之重金屬易釋放到水環境中（許海波等，2013）。曝氣耗氧條件下，沉積物-水界面六價鉻和三價鉻含量較低時，微生物量較少；隨著高鉻水的不斷更新，沉積物上覆水中的 Cr(Ⅵ)和 Cr(Ⅲ)同時不斷升高，微生物數量不斷增加（圖4），尤其是還原性菌蠟樣芽胞桿菌和還原性離子 Fe2+等的作用，大量 Cr(Ⅵ)被還原，還原率波動于20.94%—30.45%之間。

水體更新率升高至 70%時，Cr(Ⅲ)質量濃度明顯高于 Cr(Ⅵ)，分別為 1.23 mg·L-1和 1.12 mg·L-1。當上覆水更新率為98%—210%時，由于鉻含量明顯升高，沉積物-水界面微生物數量快速增加后急劇減少，微生物大量死亡，還原性菌蠟樣芽胞桿菌急劇減少，六價鉻還原率在16.31%—26.50%之間波動，還原率平均值為21.67%，明顯低于水體更新率小于70%的26.01%。由于大量膠體物質和微生物聚合物逐漸沉淀于沉積物中，使沉積物的吸附率明顯升高，為53.63%。當水體更新率為210%后，水環境中微生物生長逐漸趨于穩定，水體中 Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的濃度之和接近于 7 mg·L-1，沉積物的吸附率穩定于 13.55%，Cr(Ⅵ)的還原轉化率平均值為47.56%，接近于7 mg·L-1Cr(Ⅵ)濃度條件下的還原能力45.51%（童秀娟，2018）。

由于沉積物對重金屬鉻的吸附和大量絮狀膠結物的沉淀，沉積物中重金屬總鉻含量超過沉積物上覆水未更新時的 49.85 mg·kg-1，超出范圍高達0.74—3.64倍。同時，部分 Cr(Ⅵ)與溶液中還原性物質反應，如 Fe2+將 Cr(Ⅵ)還原成 Cr(Ⅲ)，發生2Fe2++Cr2O72-+7H2O→2Fe(OH)3↓+2Cr(OH)3↓+2OH-和 (1-x) Fe(OH)3+xCr(OH)3→(CrxFe1-x)(OH)3↓ 反應，形成的沉淀物被吸附在微生物胞外聚合物，懸浮在沉積物-水界面中，或被沉積物中微團聚體所吸附，使沉積物中鉻含量逐漸升高。沉積物對鉻的還原-吸附不僅降低了水環境中六價鉻和三價鉻的濃度，而且還阻止其進一步釋放到上覆水中。

3.2 微生物作用下沉積物-水界面鉻的遷移轉化模型

圖4 沉積物-水界面Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）與微生物生長之間的關系Fig. 4 Relationship between Cr (Ⅵ)/Cr (Ⅲ) and microbial growth at sediment water interface

根據上述研究結果可知，在上覆水不斷更新情況下，沉積物-水界面重金屬鉻還原-吸附作用主要表現為：（Ⅰ）物理化學還原-吸附作用和（Ⅱ）微生物還原-吸附作用（圖 5）。研究區河床沉積物黏粒含量高，有機碳豐富，適宜微生物生長和還原性物質（如Fe2+等）的釋放。

重金屬鉻還原-吸附的物理化學作用為：還原性離子 Fe2+將 Cr6+還原成 Cr3+,形成絡合沉淀或Cr(OH)3，絮狀絡合沉淀物經自然沉降到沉積物表面，另一部分與絮狀沉淀膠體和有機質吸附/絡合形成膠狀聚集體。

重金屬鉻的微生物還原作用為：蠟狀芽孢桿菌和枯草芽孢桿菌釋放的還原性酶將 Cr6+還原成Cr3+，在弱堿性環境中形成 Cr(OH)3沉淀，該沉淀物一部分與枯草芽孢桿菌和有機質等螯合吸附形成菌膠團大部分懸浮在水體中。物理化學和微生物作用形成的膠狀聚集體和菌膠團大部分懸浮在水體中，小部分也會經自然沉降到沉積物表層，沉積物黏土顆粒直接吸附絡合鉻離子，從而導致沉積物表層鉻含量增加，最大超過3倍以上。

4 結論

（1）在上覆水不斷更新條件下，河床沉積物-水界面微生物經歷了初步適應期、快速增長期、競爭生長期和穩定期，競爭生存下來的微生物種群為蠟狀芽孢桿菌、環狀芽孢桿菌和枯草芽孢桿菌，這些菌群對鉻具有較強的耐受性，微生物數量基本穩定在 2.6×105—6.2×105cfu·g-1。

（2）上覆水不斷更新條件下，沉積物上覆水中的Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)同時升高，在還原性菌和還原性離子作用下，六價鉻的還原率穩定于47.56%，沉積物的吸附率穩定于13.55%。

（3）還原性離子以及有機質對六價鉻的化學物理還原吸附、黏土的微團聚體的絡合吸附以及還原性酶和微生物胞外聚合物的還原-吸附等作用，主導了沉積物-水界面重金屬鉻的遷移轉化過程。

圖5 沉積物-水界面鉻的遷移轉化模型Fig. 5 Transport and transformation model of chromium at sediment-water interface