动水条件下沉积物-水界面微生物与铬的相互作用机理

段磊 ，孙亚乔 *，童秀娟 ，吕梓昊 ，杨茜 ，王旭东

1. 长安大学水利与环境学院，陕西 西安 710054；2. 旱区地下水文与生态效应教育部重点实验室，陕西 西安 710054

河床沉积物是河流生态系统的重要组成部分，既是河流生物生存所需能量的供给源，也是污染物质的储存库；沉积物中有机质、微生物、铁锰氧化物等，对重金属 Cr的赋存形态和迁移转化过程具有显著影响（El-sayed et al.，2015；Milenkovic et al.，2005；Mwamburi，2003）。沉积物中微生物对重金属Cr的吸附-解吸、氧化还原等地球化学作用影响较大，重金属 Cr浓度亦反作用于微生物新陈代谢过程（Steinhagen et al.，2004；Dhal et al.，2013；Davis et al.，1995）。国内外关于水环境中重金属Cr的研究，主要集中在Cr对水土环境污染程度、污染来源与途径、迁移转化规律和修复治理等方面（Shankar，2009；Granier et al.，1990；杨学福等，2018；兰金秀等，2018；林华等，2020）。水环境的氧化还原条件、pH、有机质等环境条件的改变，直接影响着重金属 Cr的赋存形态和价态的变化（Kotaś et al.，2000；Palmer et al.，1991；Deng et al.，2003；孙亚乔等，2019）。沉积物中重金属迁移转化机制主要包括溶解作用、离子交换作用、吸附解吸作用、生物地球化学作用以及氧化还原作用等，对河床沉积物中重金属迁移转化影响较大的环境因素为Eh、pH、有机质和微生物活动等（Ndzangou et al.，2005；Cantwell et al.，2008；Karbassi et al.，2008）。已有研究表明，水动力作用也是河床中重金属还原-释放过程的重要条件（Wang et al.，2014；Hwang et al.，2007；华祖林等，2018）。目前，针对重金属高浓度废水向水体持续输入后，沉积物-水界面重金属的迁移转化和微生物的影响研究较少，其影响机理函待展开研究。

沉积物-水界面是重金属迁移转化的主要发生带，低浓度的Cr6+对好氧性细菌有刺激作用，高浓度则为抑制作用，高浓度的Cr流入水体中，溶解态铬迁移率较高的主要原因是由于溶解态有机物与Cr(Ⅲ)络合所致（陈奇良等，2014；Fan et al.，2019；傅大放等，2002）。高铬浓度废水的持续输入、物理-化学与微生物联合作用是影响重金属铬迁移转化的关键因素，然而这种联合作用对沉积物-水界面重金属铬迁移转化影响机理研究较少。本文拟通过水槽模拟实验，分析上覆水Cr(Ⅵ)浓度持续更新条件下，沉积物-水界面重金属Cr的迁移转化规律，揭示沉积物-水界面微生物与重金属Cr相互作用机理，深化认识重金属在沉积物-水界面迁移转化过程，为河流生态安全评价和保障提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 样品采集和处理

2017年10月课题组在渭河渭南段（31°31′42″N，109°31′14″E）用抓斗式沉积物采样器采集河床表层沉积物，装入提前灭菌的密封袋和取样桶中。沉积物剔除样品中植物根系、残渣以及碎石等，一部分放在阴凉处风干，另一部分用葡萄糖活化一天，防止沉积物中微生物死亡。风干后的沉积物研磨过200目的尼龙筛，处理好的样品密封于聚乙烯样品袋中待测；而活化后的沉积物移入水槽，开展微生物对沉积物-水界面中重金属铬的迁移转化模拟实验。

1.2 室内水槽模拟实验

设计的实验水槽长、宽、高分别为 70 cm×30 cm×40 cm（见图 1）。利用蠕动泵持续泵入高浓度含铬废水作为补充水（补充水为用蒸馏水配置的 7 mg·L-1的高铬水），模拟河床沉积物上覆水 Cr(Ⅵ)浓度不断更新,考虑渭河水体更新时间为6—8 d，设置实验水槽水体更新时间为 7 d，蠕动泵调节流速为0.5 L·h-1。在水槽下部铺一层厚度为10 cm的沉积物，上覆水深25 cm，并在水槽中装入曝气装置，进行24 h持续爆气，间隔一定时间（1、2、3、5、7、9、11、13、15、22、36 d）定时取样。水槽实验中初始水为不含铬的蒸馏水，利用蠕动泵持续泵入7 mg·L-1Cr(Ⅵ)的高铬水。在沉积物上层5 cm处定时取水样，离心后过0.45 μm滤膜，采用ICP-OES测定溶液中重金属总Cr，用分光光度法测定六价铬含量，并检测水样总有机碳 TOC、pH、电导率、氧化还原电位和溶氧；沉积物表层残渣用 SPM620重金属消解仪四酸消解法进行消解并测定重金属Cr含量。采集沉积物样品观测表层微生物生长情况，利用培养基培养后，进行微生物群落计数并观测微生物群落形态，分离纯化鉴定微生物种属。

1.3 水土样品测定方法

水样的 pH、Eh、Ec、DO、TOC、Cr(Ⅵ)、Cr和沉积物样品的粒度、微生物菌落数及形态、微生物种属测定方法见表1。

2 实验结果

2.1 沉积物和上覆水的基本理化特征

从表2可知，实验期间不断更新的上覆水 pH介于 7.24—8.6之间，平均值为 8.02，呈弱碱性；Eh在151.6—295 mV之间，平均值为244.22 mV；电导率在 161—1184 μs·cm-1之间，平均值为 599.08 μs·cm-1。水中溶氧量（DO）被用来判定水体自净能力强弱的基本物理指标之一，水环境中水生生物（包括微生物）是通过溶解在水中的氧气呼吸生存的，曝气条件下沉积物-水界面中溶氧量最高达到10 mg·L-1，并随水体更新在 6.2—10 mg·L-1之间变化。上覆水的有机碳含量较高，最大值为 78.46 mg·L-1，平均值达到 54.49 mg·L-1。沉积物中的 TOC为1.3%—1.74%，平均值为1.42%。随着上覆水更新实验的进行，沉积物中的总铬明显高于原沉积物杨中49.85 mg·kg-1，平均升高了1.39倍。沉积物颗粒较细，黏粒含量较高，其微团聚体结构通过场发射扫描电镜观察到（图2），黏粒多呈微团形式存在，有少量黏粒呈絮凝状粘结在一起或直接胶结在骨架颗粒上形成微团聚体。沉积物中富含有粘土矿物，包括伊利石、绿泥石和高岭石等，粘土矿物含量为17%。沉积物矿物成分和团聚结构是沉积物对铬的吸附能力较强的主要原因之一。

2.2 沉积物中微生物生长特征

图1 沉积物-水界面重金属迁移转化模拟实验装置Fig. 1 Migration and transformation simulation experimental device of heavy metal at sediment-water interface

表1 沉积物和水基本理化指标检测Table 1 Detection of basic physical and chemical indexes of sediment and water

图2 沉积物SEM图Fig. 2 SEM of sediment

在上覆水不断更新条件下，沉积物表层微生物为适应新环境，其数量变化经历4个时期：适应期、快速增长期、竞争生长期和稳定期（见图3）。水体更新率在 0—14%变化时（水体更新率是指输入高浓度Cr水的量同水槽中总水量的比值），它们处于初步适应期。由于耗氧条件下沉积物中部分菌体对重金属铬较敏感，不适宜于生存环境，微生物数量由开始较高的 153×104cfu·g-1，降低为 23×104cfu·g-1。当水槽中水体更新率增加到 98%时，微生物快速增加达到最大值290×104cfu·g-1，该阶段水槽中铬浓度逐渐升高，微生物种类数量较多，菌种大量繁殖。当水体更新率处于98%—210%时，该阶段微生物处于竞争生长阶段。由于微生物数量增多，能量消耗增加，微生物数量随有机质含量降低而相应减少。铬浓度持续增高，导致该阶段竞争力小并且不适宜高铬环境的微生物呈现死亡速度大于新生速率的现象，微生物群体出现负增长，细胞畸形，细胞死亡出现自溶现象，最终导致微生物量减少到 62.5×104cfu·g-1。当水体更新率大于 210%时，微生物生长处于稳定期，竞争生存下来的微生物适宜高铬环境且对铬具有强的耐受性，微生物数量基本稳定在26—62×104cfu·g-1。研究结果与重金属Cu和Cd对沉积物脲酶、蔗糖酶和过氧化氢酶活性影响过程相似（Zhao et al.，2016）。

表2 沉积物-水基本理化性质统计表Table 2 Basic physical and chemical properties of sediment and water

图3 上覆水更新条件下沉积物-水界面中微生物菌落数（N）和TOC变化趋势Fig. 3 Microbial growth and TOC change trend in sediment-water interface under the condition of overlying water renewal

2.3 沉积物-水界面中微生物种群

耗氧条件下，由于高铬水的不断补充，水槽中Cr(Ⅵ)浓度远超过地表水Ⅴ类标准的 0.1 mg·L-1（地表水环境质量标准GB 3838—2002），水环境中产生了耐受重金属铬的微生物种群，经鉴定为蜡状芽孢杆菌（Bacillus cereus）、环状芽孢杆菌（Bacillus annularis）和枯草芽孢杆菌（Bacillus subtilison）。相关研究表明，蜡状芽孢杆菌对重金属铬具有吸附还原作用，该细菌受六价铬的毒性作用，使细菌发生溶解坏死，从而释放出能够还原六价铬的还原酶（张花香等，2005；焦仕林等，2016）。环状芽孢杆菌及其代谢产物能通过间接或直接与矿物接触促进铝土矿的溶解，溶解方式为机械破坏、代谢产物溶蚀以及络合作用（孙德四等，2013）。枯草芽孢杆菌对铬具有一定还原和吸附作用，但在吸附-络合铬时受pH和有机质影响（郑喆，2015）。

3 讨论

3.1 上覆水更新条件下沉积物-水界面 Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的转化机理

沉积物对重金属的吸附/释放是一个动态平衡过程，该过程随着反应的进行趋于稳定。重金属铬的吸附量与沉积物的性质密切相关，黏粒含量较高的沉积物明显吸附更多的重金属，反之重金属易释放到水环境中（许海波等，2013）。曝气耗氧条件下，沉积物-水界面六价铬和三价铬含量较低时，微生物量较少；随着高铬水的不断更新，沉积物上覆水中的 Cr(Ⅵ)和 Cr(Ⅲ)同时不断升高，微生物数量不断增加（图4），尤其是还原性菌蜡样芽胞杆菌和还原性离子 Fe2+等的作用，大量 Cr(Ⅵ)被还原，还原率波动于20.94%—30.45%之间。

水体更新率升高至 70%时，Cr(Ⅲ)质量浓度明显高于 Cr(Ⅵ)，分别为 1.23 mg·L-1和 1.12 mg·L-1。当上覆水更新率为98%—210%时，由于铬含量明显升高，沉积物-水界面微生物数量快速增加后急剧减少，微生物大量死亡，还原性菌蜡样芽胞杆菌急剧减少，六价铬还原率在16.31%—26.50%之间波动，还原率平均值为21.67%，明显低于水体更新率小于70%的26.01%。由于大量胶体物质和微生物聚合物逐渐沉淀于沉积物中，使沉积物的吸附率明显升高，为53.63%。当水体更新率为210%后，水环境中微生物生长逐渐趋于稳定，水体中 Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)的浓度之和接近于 7 mg·L-1，沉积物的吸附率稳定于 13.55%，Cr(Ⅵ)的还原转化率平均值为47.56%，接近于7 mg·L-1Cr(Ⅵ)浓度条件下的还原能力45.51%（童秀娟，2018）。

由于沉积物对重金属铬的吸附和大量絮状胶结物的沉淀，沉积物中重金属总铬含量超过沉积物上覆水未更新时的 49.85 mg·kg-1，超出范围高达0.74—3.64倍。同时，部分 Cr(Ⅵ)与溶液中还原性物质反应，如 Fe2+将 Cr(Ⅵ)还原成 Cr(Ⅲ)，发生2Fe2++Cr2O72-+7H2O→2Fe(OH)3↓+2Cr(OH)3↓+2OH-和 (1-x) Fe(OH)3+xCr(OH)3→(CrxFe1-x)(OH)3↓ 反应，形成的沉淀物被吸附在微生物胞外聚合物，悬浮在沉积物-水界面中，或被沉积物中微团聚体所吸附，使沉积物中铬含量逐渐升高。沉积物对铬的还原-吸附不仅降低了水环境中六价铬和三价铬的浓度，而且还阻止其进一步释放到上覆水中。

3.2 微生物作用下沉积物-水界面铬的迁移转化模型

图4 沉积物-水界面Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）与微生物生长之间的关系Fig. 4 Relationship between Cr (Ⅵ)/Cr (Ⅲ) and microbial growth at sediment water interface

根据上述研究结果可知，在上覆水不断更新情况下，沉积物-水界面重金属铬还原-吸附作用主要表现为：（Ⅰ）物理化学还原-吸附作用和（Ⅱ）微生物还原-吸附作用（图 5）。研究区河床沉积物黏粒含量高，有机碳丰富，适宜微生物生长和还原性物质（如Fe2+等）的释放。

重金属铬还原-吸附的物理化学作用为：还原性离子 Fe2+将 Cr6+还原成 Cr3+,形成络合沉淀或Cr(OH)3，絮状络合沉淀物经自然沉降到沉积物表面，另一部分与絮状沉淀胶体和有机质吸附/络合形成胶状聚集体。

重金属铬的微生物还原作用为：蜡状芽孢杆菌和枯草芽孢杆菌释放的还原性酶将 Cr6+还原成Cr3+，在弱碱性环境中形成 Cr(OH)3沉淀，该沉淀物一部分与枯草芽孢杆菌和有机质等螯合吸附形成菌胶团大部分悬浮在水体中。物理化学和微生物作用形成的胶状聚集体和菌胶团大部分悬浮在水体中，小部分也会经自然沉降到沉积物表层，沉积物黏土颗粒直接吸附络合铬离子，从而导致沉积物表层铬含量增加，最大超过3倍以上。

4 结论

（1）在上覆水不断更新条件下，河床沉积物-水界面微生物经历了初步适应期、快速增长期、竞争生长期和稳定期，竞争生存下来的微生物种群为蜡状芽孢杆菌、环状芽孢杆菌和枯草芽孢杆菌，这些菌群对铬具有较强的耐受性，微生物数量基本稳定在 2.6×105—6.2×105cfu·g-1。

（2）上覆水不断更新条件下，沉积物上覆水中的Cr(Ⅵ)和Cr(Ⅲ)同时升高，在还原性菌和还原性离子作用下，六价铬的还原率稳定于47.56%，沉积物的吸附率稳定于13.55%。

（3）还原性离子以及有机质对六价铬的化学物理还原吸附、黏土的微团聚体的络合吸附以及还原性酶和微生物胞外聚合物的还原-吸附等作用，主导了沉积物-水界面重金属铬的迁移转化过程。

图5 沉积物-水界面铬的迁移转化模型Fig. 5 Transport and transformation model of chromium at sediment-water interface