童輝，喬江濤，周繼梅, ，雷琴凱，陳曼佳*，劉承帥,

1.廣東省科學(xué)院生態(tài)環(huán)境與土壤研究所/華南土壤污染控制與修復(fù)國(guó)家地方聯(lián)合工程研究中心/廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東 廣州 510650；2.中國(guó)科學(xué)院地球化學(xué)研究所/環(huán)境地球化學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，貴州 貴陽(yáng) 550001；3.廣東工業(yè)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣東 廣州 510006

隨著經(jīng)濟(jì)、工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，礦產(chǎn)資源的大量開(kāi)發(fā)，以及各種化學(xué)產(chǎn)品、農(nóng)藥及化肥的廣泛使用，重金屬污染物通過(guò)各種途徑進(jìn)入土壤環(huán)境，造成嚴(yán)重污染。當(dāng)前農(nóng)田土壤環(huán)境重金屬污染問(wèn)題，尤其是鎘污染日益嚴(yán)重（曾希柏等，2013）。而過(guò)高的鎘含量會(huì)引起土壤生物學(xué)特性的逐漸變異，導(dǎo)致土壤質(zhì)量下降；同時(shí)土壤中鎘的生物遷移性和毒性較強(qiáng)，容易被作物吸收積累，并通過(guò)食物鏈的傳遞進(jìn)入人體，危害人類(lèi)健康（Franz et al.，2008）。如何消除土壤中重金屬鎘污染成為亟待解決的重要科學(xué)問(wèn)題。

重金屬一旦進(jìn)入土壤就會(huì)被土壤中的各種組分吸附，很難再遷移至其他介質(zhì)中。鎘類(lèi)化合物毒性很大，鎘污染治理只能通過(guò)改變其存在的方式和轉(zhuǎn)移位置，而不能消除毒性（肖春文等，2013）。土壤中微生物呼吸代謝的生理特征使其在重金屬轉(zhuǎn)化過(guò)程中具有天然的優(yōu)勢(shì)（de Mora et al.，2005），微生物修復(fù)已成為重金屬的重要轉(zhuǎn)化途徑。其中，硫酸鹽還原菌（Sulfate reducing bacteria，SRB）作為一種土壤中普遍存在的厭氧微生物，對(duì)生物地球化學(xué)過(guò)程起著重要的作用，其介導(dǎo)的硫酸鹽還原作用促進(jìn)鎘的轉(zhuǎn)化脫毒的研究已成為土壤環(huán)境領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)（Pagnanelli et al.，2010；Shan et al.，2019）。

研究表明，SRB作用下的硫酸鹽還原過(guò)程是硫生物地球化學(xué)循環(huán)中的關(guān)鍵步驟（Wu et al.，2013），更是土壤重金屬固定脫毒的驅(qū)動(dòng)力（賈欠欠等，2019）。硫酸鹽還原過(guò)程中，SRB能夠以有機(jī)物如乳酸、甲苯、石油烴等為電子供體，以硫酸鹽為末端電子受體，在SRB相關(guān)功能酶的催化作用下，對(duì)有機(jī)物進(jìn)行氧化降解，而硫酸鹽則被還原成硫化氫（式 1。Barton et al.，2009；Wu et al.，2013）。還原生成的 S2?可以與金屬離子形成硫化物，從而對(duì)重金屬起到穩(wěn)定、脫毒的效果（式2。Tebo et al.，1998；Pagnanelli et al.，2010；范文宏等，2008）。目前，關(guān)于 SRB作用下的重金屬污染修復(fù)的研究被應(yīng)用到重金屬污染的工業(yè)廢水、礦山廢水、沉積物和土壤環(huán)境中（Pagnanelli et al.，2010；江峰等，2018；孫麗娟等，2018）。在鎘污染土壤中，SRB的存在可以促進(jìn)S2?的生成，與Cd（II）形成沉淀，達(dá)到鎘污染固定脫毒的效果（范文宏等，2008；Tan et al.，2018）。不同污染程度土壤中鎘的地球化學(xué)形態(tài)分布的研究表明，可交換態(tài)是土壤中鎘主要的存在形態(tài)，在SRB作用下，硫酸鹽被還原成S2?與可交換態(tài)鎘以及土壤的鐵錳礦物形成穩(wěn)定的沉淀物，鎘從不穩(wěn)定的可交換態(tài)轉(zhuǎn)化成更加穩(wěn)定的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)，可交換態(tài)鎘的去除率可達(dá)60%—80%（Tan et al.，2018；范文宏等，2008）。

SRB對(duì)于重金屬污染的轉(zhuǎn)化脫毒已引起廣泛關(guān)注和重視，SRB作用下重金屬的轉(zhuǎn)化脫毒主要在于SRB還原生成的S2?所能形成的沉積物及其穩(wěn)定性。該過(guò)程受到共存微生物和土壤理化性質(zhì)等因素影響（Park et al.，2008；Peng et al.，2018）。例如，華南紅壤區(qū)域的土壤中含有大量的鐵氧化物，而氧化鐵是土壤中重要的活性物質(zhì)（趙其國(guó)，2002）。有研究表明，F(xiàn)e(II)能刺激SRB的活性，土壤中Fe(II)物種增加，SRB的代謝活動(dòng)更為旺盛，生長(zhǎng)高峰期延長(zhǎng)進(jìn)而提高硫酸鹽的還原速率和硫化物的累積量（趙陽(yáng)國(guó)等，2007），如果Fe(II)物種的濃度過(guò)低，SRB的生長(zhǎng)則會(huì)受到一定程度的限制（Marchal et al.，2001）。此外，F(xiàn)e(II)物種也能通過(guò)與 S2?結(jié)合，影響硫酸鹽還原的過(guò)程（Gonzalez-Silva et al.，2009）。

然而，關(guān)于 Fe(II)物種和鐵氧化物共存的情況下，SRB介導(dǎo)的重金屬還原行為還缺乏深入的研究。因此，本研究以土壤中常見(jiàn)的針鐵礦為研究對(duì)象，以鎘為金屬目標(biāo)物，通過(guò)實(shí)驗(yàn)室模擬試驗(yàn)研究厭氧條件SRB作用下，鎘轉(zhuǎn)化脫毒過(guò)程中硫、鎘的形態(tài)變化，探索SRB介導(dǎo)的硫酸鹽還原過(guò)程對(duì)重金屬鎘轉(zhuǎn)化脫毒的作用機(jī)制，為深入理解稻田土壤中重金屬的環(huán)境行為，以及研發(fā)高效的重金屬脫毒技術(shù)提供重要的科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 針鐵礦的制備

根據(jù)已有的文獻(xiàn)報(bào)道合成針鐵礦（Schwertmann et al.，2000），具體操作流程如下：配制 50 mL 1.0 mol·L?1的 Fe(NO3)3溶液和 90 mL 5.0 mol·L?1的KOH溶液；在充分?jǐn)嚢枨闆r下將KOH溶液快速加入到Fe(NO3)3溶液中，并迅速把混合溶液稀釋到1 L；然后將稀釋的溶液在70 ℃水浴中恒溫反應(yīng)60 h，在反應(yīng)過(guò)程中，間歇性攪拌反應(yīng)液3—5次；水浴反應(yīng)之后得到黃褐色沉淀，將上清液去除，收集固體沉淀，并用超純水進(jìn)行清洗5次，直至洗滌液的pH為中性；然后把洗滌后的沉淀置于70 ℃烘箱中過(guò)夜烘干，最后用瑪瑙研缽研磨得到針鐵礦粉末（α-FeOOH）。

1.2 菌種來(lái)源和活化

本試驗(yàn)采用的硫酸鹽還原菌為 Desulfovibrio vulgaris Hildenborough（DSM644），購(gòu)于德國(guó)微生物菌種保藏中心（DSMZ）。采用其推薦的培養(yǎng)基厭氧培養(yǎng)微生物，具體培養(yǎng)基配方如下：2 g NH4Cl，2 g MgSO4·7H2O，4 g Na2SO4，0.5 g K2HPO4，1 g 酵母菌，6 mL乳酸鈉（60%）以及1 mL微量元素，最終定容到 1 L。通過(guò)計(jì)算可知，此硫酸根還原培養(yǎng)基中硫酸根的含量為 36.27 mmol·L?1，pH 為 7.0。

菌體在上述液體培養(yǎng)基置于 30℃恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng) 16 h，于 4 ℃ 8000 r·min?1條件下離心 10 min，用滅菌超純水洗滌重懸浮，重復(fù)3次，最終用培養(yǎng)基配成約1010cell·mL?1的菌懸液待用。

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

厭氧培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)開(kāi)始前，所有待使用的器具和溶液均需嚴(yán)格的滅菌。器具、超純水和培養(yǎng)基采用標(biāo)準(zhǔn)的高壓滅菌流程進(jìn)行滅菌，其他試劑采用0.22 μm濾頭過(guò)濾滅菌。除特別說(shuō)明外，本實(shí)驗(yàn)均在厭氧手套箱中進(jìn)行（Bactron II，Shellab，美國(guó)），厭氧箱中氧氣濃度保持在1ppm以下。本實(shí)驗(yàn)所用到的所有溶液均經(jīng)高純度N2（99.99%）曝氣滅菌，再轉(zhuǎn)移至厭氧箱內(nèi)使用。實(shí)驗(yàn)分別設(shè)計(jì)化學(xué)對(duì)照處理：T1針鐵礦+FeCl2+CdCl2；生物處理：T2：針鐵礦+SRB，T3：針鐵礦+FeCl2+SRB；T4：針鐵礦+CdCl2+SRB；T5：針鐵礦+FeCl2+CdCl2+SRB。反應(yīng)體系在25 mL的西林瓶中進(jìn)行，溶液總體積為20 mL，內(nèi)含1.2所述的基礎(chǔ)培養(yǎng)基20 mL，2 g·L?1針鐵礦、2.5 mmol·L?1FeCl2、2.5 mmol·L?1CdCl2以及約 108cell·mL?1的硫酸鹽還原菌DSM644。

反應(yīng)進(jìn)行到設(shè)定的時(shí)間點(diǎn)，在厭氧箱中取樣。首先取適量的樣品用 0.5 mol·L?1HCl浸提 90 min，離心10 min，用針頭過(guò)濾器（0.22 μm）過(guò)濾上清液并收集，用于活性物種（為溶解態(tài)和吸附態(tài)物種之和）含量分析（Fredrickson et al.，1996），而固體繼續(xù)用同體積的濃 HCl（約 11.2 mol·L?1）進(jìn)行溶解，待固體完全溶解之后進(jìn)一步過(guò)濾收集液體，用于結(jié)構(gòu)態(tài)物質(zhì)含量分析（王春等，2020）。上述兩種液體樣品進(jìn)一步用于后續(xù)Fe和Cd物種的濃度分析。另取適量的樣品，進(jìn)行固液分離，收集固體，用于后續(xù)礦物結(jié)構(gòu)表征分析。每個(gè)樣品設(shè)置3個(gè)重復(fù)，文中所示數(shù)據(jù)均為數(shù)據(jù)平均值。

1.4 測(cè)試與表征方法

體系中 SO42?濃度采用 DIONEX 公司的 Ion Chromatography System（ICS-90）離子色譜測(cè)定。流動(dòng)相為 8.0 mmol·L?1Na2CO3和 1.0 mmol·L?1NaHCO3，同時(shí)采用 0.05 mmol·L?1的 H2SO4作為抑制器再生液，流速為 1.0 mL·min?1，進(jìn)樣量為 20 μL。Fe(II)物質(zhì)的檢測(cè)采用鄰菲羅啉比色法（王春等，2020），取適量樣品一次加入，依次加入50 μL 0.1 mol·L?1氟化銨，200 μL 1 g·L?1鄰菲羅啉和 200 μL 5 mol·L?1醋酸緩沖溶液，充分混勻之后顯色15 min，上機(jī)檢測(cè)。分析儀器為紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)（TU-1800，北京普析通用）。采用電感耦合等離子發(fā)射光譜儀（ICP-MS，PerkinElmer NexION 300X，USA）測(cè)定溶液中Cd的含量。礦物晶體結(jié)構(gòu)以及形貌分別采用X’Pert Pro MPD X射線衍射儀（XRD）和電鏡掃描儀（SEM）進(jìn)行分析（Hua et al.，2018）。同時(shí)，采用X-射線光電子能譜儀（XPS）分析礦物表面元素化學(xué)形態(tài)。掃描光譜由 Thermo fisher Scientific K-Alpha分析儀通過(guò) 100 eV的光子能量提供，通過(guò)電子能量為30 eV的模型化合物獲取窄的XPS掃描峰。

2 結(jié)果與討論

2.1 硫酸鹽還原動(dòng)力學(xué)

反應(yīng)體系中硫酸鹽還原動(dòng)力學(xué)如圖1所示。在化學(xué)滅菌對(duì)照處理（T1）中，SO42?濃度基本沒(méi)發(fā)生變化，說(shuō)明在沒(méi)有SRB作用下，體系中的SO42?不能被還原轉(zhuǎn)化。在單獨(dú)SRB作用（T2）下，硫酸鹽的轉(zhuǎn)化率可達(dá) 66.34%；在外加 2.5 mmol·L?1FeCl2（T3）時(shí)，SO42?的還原效果最好，其轉(zhuǎn)化率高達(dá)70.61%。有研究認(rèn)為，F(xiàn)e(II)對(duì)硫酸鹽還原過(guò)程具有重要作用，當(dāng) Fe(II)添加量在 1.78—7.14 mmol·L?1時(shí)，微生物活性增加，硫酸鹽還原速率加快（趙陽(yáng)國(guó)等，2007）。這說(shuō)明本研究中外加高濃度的Fe(II)加速了硫酸鹽還原過(guò)程。然而，重金屬Cd的存在抑制了硫酸鹽的還原過(guò)程，在外加CdCl2體系（T4）中硫酸鹽的轉(zhuǎn)化率下降到57.23%；同時(shí)外加FeCl2和CdCl2（T5）時(shí)，硫酸鹽的轉(zhuǎn)化率則為62.21%。這可能是由于Cd(II)的存在對(duì)SRB還原SO42?有一定的抑制作用（Gonzalez-Silva et al.，2009）。此外，在所有生物處理下，SRB的存在促使所有處理中的SO42?快速下降，在反應(yīng)的后期SO42?的還原速率相比較反應(yīng)初期有所降低，說(shuō)明隨著反應(yīng)的進(jìn)行，還原產(chǎn)物H2S不斷積累，并可能通過(guò)以未解離酸的方式進(jìn)入細(xì)胞膜，與細(xì)胞色素中的 Fe或其他含金屬的化學(xué)物結(jié)合，進(jìn)一步抑制了SRB在厭氧密閉體系中對(duì) SO42?的繼續(xù)還原（Sánchez-Andrea et al.，2014）。

圖1 不同反應(yīng)體系中SO42?還原動(dòng)力學(xué)Fig.1 The kinetic of SO42? reduction under different conditions

2.2 游離態(tài)Fe(II)濃度變化

Fe元素會(huì)對(duì)硫酸鹽還原過(guò)程產(chǎn)生一定的促進(jìn)或者抑制作用，因此，本研究測(cè)定了體系中游離態(tài)Fe(II)的含量變化，其結(jié)果如圖2所示。由圖可知，在滅菌的化學(xué)對(duì)照處理中（T1），體系游離態(tài)Fe(II)含量與初始添加的 Fe(II)的濃度基本保持一致，沒(méi)發(fā)生變化；這說(shuō)明在化學(xué)過(guò)程中，體系沒(méi)有Fe(II)的生成。在SRB作用下（T2），游離態(tài)Fe(II)含量較快上升，后呈現(xiàn)緩慢增加的趨勢(shì)，在反應(yīng)30 d時(shí)可生成 2.17 mmol·L?1Fe(II)。添加 2.5 mmol·L?1FeCl2時(shí)（T3），反應(yīng)的前10天游離態(tài)的Fe(II)快速增長(zhǎng)，后呈現(xiàn)緩慢增加的趨勢(shì)，最終濃度可高達(dá) 5.66 mmol·L?1。然而，CdCl2的存在（T4和 T5）抑制了游離態(tài)Fe(II)的生成；相對(duì)于未加CdCl2的處理，體系中游離態(tài)Fe(II)的含量下降了 10%左右。這些結(jié)果與上面硫酸鹽過(guò)還原的促進(jìn)或者抑制規(guī)律是相一致的，即外加高濃度FeCl2有利于SRB的生長(zhǎng)，促進(jìn)體系游離態(tài) Fe(II)的生成；而 CdCl2的存在則呈現(xiàn)相反的趨勢(shì)。

圖2 不同反應(yīng)體系中Fe(II)濃度變化Fig.2 The concentration of aqueous Fe(II) under different conditions

2.3 硫酸鹽還原過(guò)程中Cd的環(huán)境行為

為探究 SRB介導(dǎo)針鐵礦表面硫酸鹽還原過(guò)程中 Cd(II)的賦存狀態(tài)，本研究同時(shí)測(cè)定反應(yīng)過(guò)程中游離態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)Cd(II)濃度變化（圖3）。在化學(xué)對(duì)照處理中（T1），體系游離態(tài)Cd(II)濃度沒(méi)有發(fā)生顯著變化；在反應(yīng)30 d后，僅10.23%被吸附固定在針鐵礦礦物中。這說(shuō)明在化學(xué)作用下，基本沒(méi)有Cd被固定，90%左右的 Cd以游離態(tài)的形式存在體系當(dāng)中。然而，在SRB的作用下（T4），體系中游離態(tài) Cd(II)濃度隨著反應(yīng)進(jìn)行呈現(xiàn)快速的下降趨勢(shì)，在反應(yīng) 30 d后，其濃度可下降 1.52 mmol·L?1；相對(duì)應(yīng)的，體系中殘?jiān)鼞B(tài)的 Cd(II)濃度隨著反應(yīng)進(jìn)行呈現(xiàn)快速的上升趨勢(shì)，在反應(yīng)30 d后，其濃度可上升到0.83 mmol·L?1。前人研究指出，在SRB作用下，SO42?可被還原生成S2?與Cd(II)結(jié)合形成CdS沉淀（Tan et al.，2018；范文宏等，2008），因此，在本研究中，隨著反應(yīng)進(jìn)行，游離態(tài) Cd(II)含量降低，殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量上升；反應(yīng)30 d之后，體系中Cd的去除率可達(dá)到50.65%。相類(lèi)似的，同時(shí)添加FeCl2和CdCl2處理中（T5），體系中游離態(tài)和結(jié)構(gòu)態(tài)Cd(II)濃度隨著反應(yīng)進(jìn)行分別呈現(xiàn)快速的下降和上升的趨勢(shì)。相較于不添加FeCl2的處理而言（T4），F(xiàn)eCl2的存在（T5）可提高體系中Cd的固定去除效果；在反應(yīng)30 d之后，66.89%的游離態(tài)Cd(II)可被固定。這與硫酸鹽還原動(dòng)力學(xué)趨勢(shì)是一致的，F(xiàn)eCl2的存在，加速了SRB的硫酸鹽還原過(guò)程，從而生成更多的S2?與Cd(II)形成 CdS沉淀。此外，S2?的大量生成也促使FeS的生成，而近期研究表明，納米FeS可與Cd(II)反應(yīng)，減少土壤中16.6%—40.1%的Cd含量（Liu et al.，2020）。因此，外加FeCl2可促進(jìn)硫酸鹽還原菌和針鐵礦交互作用下重金屬Cd的固定脫毒。

圖3 硫酸鹽還原過(guò)程中游離態(tài)、結(jié)構(gòu)態(tài)和總Cd(II)濃度變化動(dòng)力學(xué)Fig.3 The concentrations of (a) extracted,(b) solid,and (c) total Cd(II) during microbial sulfate reduction over 30 d

2.4 礦物結(jié)構(gòu)組成變化分析

為進(jìn)一步確認(rèn)Cd(II)在SRB作用下的賦存狀態(tài)以及過(guò)程中針鐵礦物相轉(zhuǎn)變狀態(tài)，本研究采用SEM、XRD和XPS等手段，對(duì)SRB和FeCl2共同作用下（T5），反應(yīng)前和反應(yīng)30 d的固體形貌和結(jié)構(gòu)進(jìn)行表征，獲取體系中鐵氧化物結(jié)構(gòu)變化過(guò)程以及Cd在固體物種中的賦存形式。由SEM結(jié)果（圖4）可知，反應(yīng)前固體形貌呈現(xiàn)針狀；在反應(yīng)之后，固體表面出現(xiàn)幾十納米大小的球狀固體，通過(guò)與文獻(xiàn)對(duì)比，為CdS的形貌。XRD圖譜（數(shù)據(jù)未顯示）也表明，反應(yīng)前后礦物圖譜中的衍射峰均為針鐵礦的特征衍射峰，且具有較高的結(jié)晶度，但相對(duì)與原始樣品而言，反應(yīng)后晶格參數(shù)和晶胞體積都有所改變，且出現(xiàn)CdS的特征衍射鋒。XPS結(jié)果（圖5）顯示，反應(yīng)前，S 2p的峰位在主要位于168.6 eV，表明了反應(yīng)前S元素主要以 S6+的形式存在；而在反應(yīng)30 d之后，S 2p的高斯峰位，分別位于161.6、163.1 eV，S元素主要以S2?的形式存在。同時(shí)，在反應(yīng)30 d后，在411.3、404.9 eV出現(xiàn)兩個(gè)典型的峰位，分別歸屬于CdS中的Cd2+3 d3/2和Cd2+3 d5/2（Guo et al.，2018），與 Smith et al.（2018）等學(xué)者對(duì)CdS的XPS分析結(jié)果基本相符。以上礦物相貌和結(jié)構(gòu)組成分析均表明游離態(tài) Cd(II)與 S2?結(jié)合形成CdS吸附或固定到礦物結(jié)構(gòu)中。

圖4 反應(yīng)前后固體礦物的形貌表征Fig.4 SEM image of solid sample before and after reaction

圖5 反應(yīng)前后固體礦物XPS分析圖譜Fig.5 XPS spectra solid sample before and after reaction 30 days

2.5 環(huán)境意義分析

利用硫酸鹽還原菌（SRB）在厭氧條件下將SO42?還原成 H2S，S2?再與游離態(tài)重金屬 Cd(II)結(jié)合形成CdS沉淀，去除/鈍化土壤中的Cd污染已成為最具有應(yīng)用前景和備受關(guān)注的重金屬Cd污染處理方法（Shan et al.，2019；江峰等，2018；董凈等，2019）。然而，土壤中含有豐富的高活性鐵氧化物，在厭氧硫酸鹽還原過(guò)程中，可能同時(shí)發(fā)生異化鐵還原過(guò)程。硫酸鹽和鐵氧化物的共同存在，既可能對(duì)SRB產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)性利用，也可能存在相互促進(jìn)的作用，進(jìn)一步影響SRB作用下Cd的固定行為；關(guān)于這方面內(nèi)容仍缺乏深入的研究。因此，開(kāi)展SRB和鐵氧化物交互作用下重金屬Cd固定去除效應(yīng)的研究具有重要的環(huán)境意義。在本研究中，SRB能還原SO42?生成 S2?與 Cd2+結(jié)合生成 CdS沉淀，外加的FeCl2可促進(jìn)SRB的活性，加速硫酸鹽還原過(guò)程，進(jìn)一步促進(jìn) Cd2+的固定脫毒；同時(shí)，反應(yīng)過(guò)程中產(chǎn)生的FeS對(duì)S2?與Cd2+反應(yīng)也有一定的促進(jìn)作用。這說(shuō)明了外加鐵氧化物或Fe(II)物種能夠加速SRB介導(dǎo)硫酸鹽還原過(guò)程中，增強(qiáng)游離態(tài)重金屬Cd的固定作用，降低土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)。但針對(duì)多種微生物和多種電子受體（鐵氧化物、硫酸鹽、硝酸鹽、有機(jī)質(zhì)等）的實(shí)際土壤環(huán)境中，SRB介導(dǎo)的硫酸鹽還原過(guò)程可能還受到多種因素的影響，后期仍需結(jié)合實(shí)際環(huán)境，開(kāi)展相關(guān)工作。比如通過(guò)添加碳源，以提高含有SRB菌團(tuán)土壤的微生物活性，或者通過(guò)添加生物菌劑，促進(jìn)富含鐵氧化物的紅壤中硫酸鹽氧化還原過(guò)程等方式實(shí)現(xiàn)Cd的固定。預(yù)期為土壤重金屬修復(fù)和治理提供新的研究思路和數(shù)據(jù)支撐。

3 結(jié)論

本文通過(guò)研究 SRB作用下針鐵礦界面硫酸鹽的還原及 Cd固定脫毒動(dòng)力學(xué)，解析 SRB/針鐵礦/Fe(II)物種交互作用下硫酸鹽還原耦合 Cd鈍化固定的生物地球化學(xué)機(jī)制。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在化學(xué)對(duì)照處理體系中并未發(fā)生硫酸鹽還原過(guò)程，且Cd2+含量基本沒(méi)有發(fā)生變化；在 SRB和針鐵礦共同作用下，SRB菌能同時(shí)還原 Fe(III)和硫酸根，生成 Fe2+和S2?，形成FeS沉淀，且50.65%的游離態(tài)Cd2+可被固定到礦物中；外加FeCl2可刺激SRB的活性，加速S2?的生成，促使體系中的S2?與Cd2+發(fā)生反應(yīng)形成CdS沉淀，從而實(shí)現(xiàn)固化脫毒的效果。本研究發(fā)現(xiàn)的 Fe(II)物種加速 SRB還原硫酸鹽過(guò)程耦合Cd(II)固定脫毒的環(huán)境行為機(jī)制，可為土壤Cd污染原位控制提供了重要的理論依據(jù)。