周海玲,蘇春利,李俊霞

1.中國地質(zhì)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，武漢 430074 2.中國地質(zhì)大學(xué)生物地質(zhì)與環(huán)境地質(zhì)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢430074

0 引言

碘是維持生物生長發(fā)育必須的微量元素，人體內(nèi)2/3的碘存在于甲狀腺中，高碘或缺碘引起的人類或動(dòng)物的各種疾病已成為一個(gè)全球性公共衛(wèi)生問題[1-4]。在我國，碘缺乏問題曾經(jīng)十分突出，之后隨著研究工作的深入，如采取食鹽加碘為主的防治手段，碘缺乏問題得到了很好的控制[5]。然而，近年來高碘問題卻日益凸顯，自20世紀(jì)70年代末期，在河北省發(fā)現(xiàn)高碘性甲狀腺腫病以來，其他地區(qū)也陸續(xù)有一些關(guān)于高碘性甲狀腺腫的報(bào)道，高碘飲用水所帶來的一系列健康問題逐漸引起重視[6-9]。目前發(fā)現(xiàn)的內(nèi)陸淺層原生高碘地下水分布區(qū)包括大同盆地[10]、河套平原[5]、晉中[11]等。其中，晉中地區(qū)淺層地下水中碘質(zhì)量分?jǐn)?shù)高達(dá)4 117 μg/L[11]，遠(yuǎn)超我國飲用水的標(biāo)準(zhǔn)限值(150 μg/L)[12]。淺層地下水常常是當(dāng)?shù)鼐用裆a(chǎn)生活的主要水源，尤其是干旱地區(qū)，而這些地質(zhì)成因造成的原生劣質(zhì)地下水(高鹽、高砷、高氟、高碘等)的出現(xiàn)加劇了這些地區(qū)水資源的供需緊張[13-15]。目前，世界范圍內(nèi)針對(duì)高碘性甲狀腺腫及有關(guān)碘的生物地球化學(xué)行為特征的研究主要集中于濱海地區(qū)及國家，如瑞典、丹麥等[10,16]，而內(nèi)陸地區(qū)則鮮有報(bào)道。

自然界中碘的主要存在形態(tài)為碘化物、碘酸鹽和有機(jī)碘。碘離子對(duì)土壤礦物較低的親和力使其可以在土壤中遷移轉(zhuǎn)化為其他兩種形態(tài)[17-18]。碘在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化受許多水化學(xué)參數(shù)和鐵氧化物的影響，如溫度、pH、氧化還原電位(ORP)、有機(jī)質(zhì)和其他氧化還原對(duì)[19-20]。已有研究表明，鐵礦物通?？勺鳛榈獾馁x存載體[21-23]，微生物可誘導(dǎo)可造成鐵氧化物/氫氧化物發(fā)生還原溶解，進(jìn)而造成碘釋放，從而在地下水中發(fā)生富集[24]。生物活動(dòng)(浮游生物/細(xì)菌)可將表層海水中的碘酸根(在部分海域可穩(wěn)定賦存)轉(zhuǎn)化為碘離子[25]。在厭氧條件下，微生物的硝酸鹽還原作用也會(huì)影響碘的循環(huán)，地下水中硝酸鹽豐富時(shí)，微生物會(huì)優(yōu)先利用NO3-作為電子受體而非IO3-[26]。而當(dāng)硝酸鹽被全部消耗后，微生物可將Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ)[27]。Sun等[28]提出向地下水中注入硝酸鹽可影響鐵氧化物/氫氧化物的還原溶解，進(jìn)而影響地下水系統(tǒng)中碘的遷移釋放。

有研究[9,29]表明，天然有機(jī)物會(huì)通過吸收/吸附作用和一些微生物活動(dòng)控制碘的行為，碘可被強(qiáng)烈地吸收并保存于富含有機(jī)質(zhì)的沉積物中。在有機(jī)質(zhì)存在的情況下，一些增加晶格間距的低結(jié)晶鐵氫氧化物頻繁形成，使碘優(yōu)先被吸附[30]。微生物作用下，有機(jī)物的降解和鐵的氧化物/氫氧化物的還原溶解可能是影響碘釋放到水相的主要地球化學(xué)過程。

周期性灌溉活動(dòng)不僅會(huì)導(dǎo)致外源物質(zhì)輸入，如硝酸鹽、有機(jī)質(zhì)等，引起淺層地下水環(huán)境發(fā)生周期性波動(dòng)[31-32]，還會(huì)對(duì)地下水水化學(xué)組成產(chǎn)生影響[33]。在灌溉垂向補(bǔ)給過程中，地表水可將農(nóng)業(yè)活動(dòng)產(chǎn)生的部分可溶性組分沖刷至淺層地下水中。有研究[34]表明，大同盆地地下水中NO3-及SO42-的高值點(diǎn)主要分布在淺層地下水中，同時(shí)由于這些電子受體的輸入促進(jìn)了淺含水層中微生物的活動(dòng)，使得富碘有機(jī)質(zhì)發(fā)生降解，從而使其吸附的碘釋放至地下水中，形成高碘地下水；另一方面，部分區(qū)域選取深層富碘水作為灌溉水源，進(jìn)而造成淺表地下水系統(tǒng)中碘的直接輸入。前期研究[10,35]表明，地下水環(huán)境，特別是氧化還原環(huán)境是影響與控制不同碘形態(tài)遷移轉(zhuǎn)化的重要因素。

論文選取我國典型內(nèi)陸干旱高碘地下水分布區(qū)大同盆地，對(duì)其淺層地下水環(huán)境中碘的遷移富集規(guī)律進(jìn)行微宇宙實(shí)驗(yàn)研究，探究在不同外源物質(zhì)輸入條件下碘的遷移釋放規(guī)律，以期認(rèn)識(shí)控制碘遷移富集的生物地球化學(xué)過程，為區(qū)域供水安全提供指導(dǎo)作用。

1 材料和方法

1.1 土壤樣品采集

選取大同盆地中心原生高碘地下水分布區(qū)，鉆鑿深約300 m的鉆孔，根據(jù)巖性變化采集沉積物樣品。樣品采集間隔為1.5 m。樣品用聚乙烯管封裝，封口蠟封，盡可能減少沉積物與空氣的接觸時(shí)間，并于4 ℃下避光保存。

1.2 外源物質(zhì)輸入擬合實(shí)驗(yàn)

1.2.1 菌種選取與培養(yǎng)

課題組前期研究[36]表明，在大同盆地地下水系統(tǒng)中存在鐵礦還原菌。據(jù)此，本實(shí)驗(yàn)選取典型鐵還原菌奧奈達(dá)希瓦氏菌MR-1(ShewanellaoneidensisMR-1, 文中簡(jiǎn)稱MR-1)為代表性菌種，該菌種取自中國地質(zhì)大學(xué)(武漢)生物地質(zhì)與環(huán)境地質(zhì)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，該菌為兼性厭氧，且適宜生長的培養(yǎng)基較為廣泛。采用的培養(yǎng)基為LB(Luria-Bertani)培養(yǎng)基：酵母膏5.0 g/L，蛋白胨10.0 g/L，NaCl 10.0 g/L。固體培養(yǎng)基按1.5%～2.0%的比例加入瓊脂粉，121 ℃滅菌30 min。菌種擴(kuò)大培養(yǎng)前，將0.1 mL的MR-1菌液接種至裝有100 mL無菌培養(yǎng)基的血清瓶中，密封搖勻，置于恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)2 d，用無菌水將菌液清洗至厭氧瓶中，接種液待用。

1.2.2 實(shí)驗(yàn)方案

由于大同盆地中部淺層地下水以Na-HCO3型水為主[37-38]；因此，淺層沉積物DXZ04和深層沉積物DXZ147實(shí)驗(yàn)組采用15.5 mmol的NaHCO3溶液(pH=8)為母液，外源硝酸鹽輸入實(shí)驗(yàn)組采用15.5 mmol NaHCO3與5.3 mmol NaNO3的混合液(pH=8)為母液，按水土比10:1的比例對(duì)沉積物樣品DXZ04和DXZ147分別在厭氧條件下進(jìn)行微觀處理實(shí)驗(yàn)，即1.5 g滅菌沉積物至15 mL 母液中，在棕色血清瓶中完成條件下的微宇宙實(shí)驗(yàn)。具體實(shí)驗(yàn)方法見表1。每組實(shí)驗(yàn)包括3個(gè)環(huán)境，具體如下：

1)空白組：1.5 g沉積物添加至15 mL 母液中。

2)MR-1單一作用：1.5 g沉積物添加至15 mL母液中，同時(shí)添加微生物MR-1。

3)MR-1和有機(jī)質(zhì)共同作用：1.5 g沉積物添加至15 mL 母液中，同時(shí)添加30 mmol乳酸鈉及微生物MR-1。

上述實(shí)驗(yàn)條件均為厭氧環(huán)境，所添加樣品及試劑均已進(jìn)行高溫高壓滅菌處理，并同時(shí)完成重復(fù)對(duì)照實(shí)驗(yàn)。將批量樣品置于32 ℃的搖床中200 r/min振蕩培養(yǎng)，實(shí)驗(yàn)周期為10～20 d，采樣頻率為1個(gè)/d。具體實(shí)驗(yàn)見表1。

1.2.3 測(cè)試分析

1)固相

原狀沉積物樣品自然風(fēng)干后研磨，過0.125 mm篩孔，用于測(cè)定其pH，總碘、總有機(jī)碳質(zhì)量分?jǐn)?shù)，測(cè)試分析方法參照文獻(xiàn)[39]和[11]。

離心后所得的沉積物樣品完成微生物可利用態(tài)Fe(II)及Fe總提取測(cè)試分析[40-42]：將5 mL 0.5 mol HCl加入0.1 g濕狀沉積物中，震蕩1 h，離心后用鄰菲啰啉顯色法測(cè)定其上清液Fe(Ⅱ)和Fe總質(zhì)量分?jǐn)?shù)。

將所得濕狀沉積物烘干后裝于無菌離心管中，采用X射線衍射儀(XRD, D8-Focus, Bruker AXS)分析其礦物組分。上述所有測(cè)試分析均在中國地質(zhì)大學(xué)(武漢)生物地質(zhì)與環(huán)境地質(zhì)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室完成，分析結(jié)果重現(xiàn)性好，偏差為±5%。

2)液相

采用高速離心機(jī)將樣品進(jìn)行離心，分離上清液。采用便攜式水質(zhì)分析儀HACH完成液相pH及ORP監(jiān)測(cè)，隨后用 0.22 μm濾膜過濾，測(cè)定其氨氮、亞硝酸鹽氮、Fe(Ⅱ)、Fe總、碘形態(tài)、總碘及NO3-質(zhì)量濃度。Fe(Ⅱ)、Fe總采用國標(biāo)鄰菲啰啉顯色法(Fe總測(cè)試前用鹽酸羥胺將三價(jià)鐵還原為二價(jià)鐵)，在510 nm處用DR2800紫外可見光分光光度計(jì)測(cè)量其吸光度[43]?？偟赓|(zhì)量濃度采用電感耦合等離子質(zhì)譜儀(ICP-MS，Aglient 7700)進(jìn)行測(cè)定，檢出限為0.3 μg/L。碘形態(tài)采用高效液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用技術(shù)(HPLC-ICP-MS, AG20 analytical column, ICS-1500, Dionex; Aglient 7700)進(jìn)行測(cè)試，碘酸根離子和碘離子的檢出限分別為0.035 μg/L和0.025 μg/L。NO3-采用離子色譜法(Metrohm 761 Compact)進(jìn)行測(cè)試。氨氮和亞硝酸鹽氮用DR2800型便攜式分光光度計(jì)進(jìn)行測(cè)定，測(cè)試范圍分別為0.020～2.500 mg/L和0.002～0.300 mg/L。

表1 實(shí)驗(yàn)條件及分析內(nèi)容

2 結(jié)果與討論

2.1 沉積物理化性質(zhì)

研究區(qū)淺層沉積物(<25 m)中總碘質(zhì)量分?jǐn)?shù)的變化范圍為0.055～7.691 μg/g，中間值為0.265 μg/g。碘質(zhì)量分?jǐn)?shù)較高的沉積物均分布于深度小于5 m的淺層表環(huán)境，明顯高于我國土壤平均碘質(zhì)量分?jǐn)?shù)(2.20 μg/g)[44]與全球土壤平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)相近(約5.1 μg/g)[45]；TOC質(zhì)量分?jǐn)?shù)高值區(qū)分布于深度17～24 m區(qū)域，以偏黏土質(zhì)中砂為主。

實(shí)驗(yàn)選取富碘淺層沉積物DXZ04和深層沉積物DXZ147為實(shí)驗(yàn)對(duì)象，完成不同外源物質(zhì)(有機(jī)質(zhì)和硝酸鹽)輸入條件下的室內(nèi)微觀擬合實(shí)驗(yàn)。樣品理化性質(zhì)見表2。

表2 大同盆地沉積物樣品特性

2.2 不同深度沉積物中外源有機(jī)質(zhì)輸入的影響

2.2.1 淺層沉積物

淺層沉積物實(shí)驗(yàn)結(jié)果見圖1。理論上，厭氧條件下，無外源有機(jī)質(zhì)輸入時(shí)，微生物會(huì)利用沉積物自身有機(jī)質(zhì)作為電子供體還原鐵氧化物/氫氧化物礦物，使液相中Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度升高，使吸附于礦物上的碘隨之釋放，造成液相中碘質(zhì)量濃度升高。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，MR-1單一作用實(shí)驗(yàn)組相對(duì)于空白組Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度有微弱的升高，但均低于0.50 mg/L(圖1a，b)，同時(shí)固相Fe(Ⅱ)/Fe總也呈現(xiàn)微弱的上升趨勢(shì)(圖1c)，但卻無明顯的碘釋放現(xiàn)象(圖1d)；表明微生物可利用淺層沉積物自身有機(jī)質(zhì)為電子受體還原鐵的氧化物/氫氧化物礦物，但還原程度較低。

隨著時(shí)間的推移，MR-1和有機(jī)質(zhì)共同作用實(shí)驗(yàn)組中Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度呈逐漸升高的趨勢(shì)(圖1a)，同時(shí)，固相中Fe(Ⅱ)/Fe總明顯高于其他兩組(圖1c)；說明在外源添加有機(jī)質(zhì)條件下，MR-1對(duì)固相中鐵礦物的還原作用較為明顯。同時(shí)，吸附于鐵礦物上的碘被釋放至液相中；表明在淺層沉積物中，鐵的氧化物/氫氧化物礦物是碘的主要載體之一。圖1e表明碘主要以碘離子的形態(tài)存在于液相中。

a，b.液相Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度；c.固相Fe(Ⅱ)/Fe總；d.液相總碘質(zhì)量濃度；e.液相中碘的存在形態(tài)。b為a的局部放大圖。圖1 淺層沉積物DXZ04微觀實(shí)驗(yàn)Fig.1 Microscopic experimental results of shallow sediment DXZ04

礦物相表征結(jié)果(圖2)表明：淺層沉積物中黏土礦物相以伊利石為主，鐵氧化物礦物主要以針鐵礦為主；在MR-1單一作者或MR-1和有機(jī)質(zhì)共同作用后，沉積物中伊利石衍射峰變小甚至消失。這可能是由于微生物利用伊利石黏土礦物中鐵氧化物礦物為電子受體，將其還原為Fe(II)，進(jìn)而造成溶解性Fe(Ⅱ)及碘離子的釋放。由此推測(cè)，在淺層沉積物中伊利石黏土礦物吸附的鐵氧化物礦物相應(yīng)該是碘的搭載介質(zhì)。

2.2.2 深層沉積物

深層沉積物實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖3所示。厭氧條件下，當(dāng)MR-1單一作用時(shí)，液相中Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度與空白組無明顯變化(圖3a)。理論上微生物可利用沉積物自身有機(jī)質(zhì)作為電子供體將沉積物鐵氧化物/氫氧化物礦物還原溶解，造成液相中Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度升高，同時(shí)將吸附于礦物上的碘釋放至液相中；而實(shí)驗(yàn)結(jié)果并未發(fā)現(xiàn)明顯的碘釋放現(xiàn)象(圖3c)，表明深層沉積物中有機(jī)質(zhì)質(zhì)量濃度低，較難被微生物直接利用。

在厭氧環(huán)境中，當(dāng)MR-1和有機(jī)質(zhì)共同作用時(shí)：液相中Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度隨時(shí)間的推移呈較明顯的升高趨勢(shì)(圖3a)；固相中Fe(Ⅱ)/Fe總也高于其他兩組(圖3b)；但其碘質(zhì)量濃度雖高于其他兩組，卻無明顯升高的趨勢(shì)(圖3c)。表明沉積物中鐵氧化物/氫氧化物礦物被還原，造成Fe(Ⅱ)的釋放，但在微生物作用下還原鐵礦物的過程中碘釋放量較低，且碘的形態(tài)均以碘離子為主(圖3d)，這與課題組前期研究結(jié)果一致[10]。

圖2 淺層沉積物DXZ04 X射線衍射(XRD)分析結(jié)果圖 Fig.2 XRD analysis results of shallow sediments DXZ04

不同條件下深層沉積物的礦物表征結(jié)果如圖4所示，各實(shí)驗(yàn)組中鐵礦物相均以針鐵礦、赤鐵礦和黃鐵礦為主，次生黏土礦物質(zhì)量分?jǐn)?shù)低，且礦物組成變化不明顯，這可能是造成液相中Fe(Ⅱ)和總碘質(zhì)量分?jǐn)?shù)明顯低于淺層沉積物實(shí)驗(yàn)組的原因之一(圖1和3)。同時(shí)也說明深層沉積物中有機(jī)質(zhì)較難被微生物利用或利用效率較低。

2.3 淺層沉積物中外源NO3-輸入的影響

前期研究[10]表明，在淺層環(huán)境中，地表人為灌溉活動(dòng)影響深度為25～30 m，同時(shí)可造成淺層環(huán)境氧化還原環(huán)境的變化及部分外源物質(zhì)(如有機(jī)質(zhì)和硝酸鹽)的輸入，由此可造成淺層環(huán)境中的碘發(fā)生遷移釋放。本研究主要討論厭氧條件下有機(jī)質(zhì)及硝酸鹽的輸入對(duì)淺層土壤中碘的遷移釋放的影響。

由圖1和圖5分析可知，在外源輸入硝酸鹽條件下，其液相Fe(Ⅱ)、固相Fe(Ⅱ)/Fe總及液相碘的變化趨勢(shì)大致相同，但可看出Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度低于未添加硝酸鹽實(shí)驗(yàn)組。這可能是由于在外源添加NO3-情況下，MR-1會(huì)優(yōu)先利用NO3-做電子受體，而非Fe(Ⅲ)；而當(dāng)NO3-被全部消耗后，MR-1厭氧條件下NO3-可能通過反硝化作用還原為NO2-，也可能作為氮源被微生物還原，以NH4+形式存在。從圖6b可以看出，當(dāng)MR-1單一作用時(shí)，液相中NH4+濃度隨時(shí)間的推移逐漸增加，隨之趨于穩(wěn)定；說明硝酸鹽可作為微生物生長的氮源而被其直接利用，從而促進(jìn)微生物活性，但其對(duì)淺層沉積物碘的釋放并沒有直接影響(圖5c)。從圖6a可知，在厭氧條件下，外源硝酸鹽在MR-1和有機(jī)質(zhì)共同作用下，NO3-會(huì)在短時(shí)間內(nèi)被微生物消耗完，所以外源硝酸鹽對(duì)淺層沉積物碘的釋放的影響是有限的。

a.液相Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度；b.固相Fe(Ⅱ)/Fe總l；c.液相總碘質(zhì)量濃度；d.液相中碘的存在形態(tài)。圖3 深層沉積物DXZ147微觀實(shí)驗(yàn)結(jié)果 Fig.3 Microscopic experimental results of deep deposit DXZ147

圖4 深層沉積物DXZ147 XRD分析結(jié)果圖Fig.4 XRD analysis results of deep deposit DXZ147

圖5 外源輸入NO3-時(shí)淺層沉積物DXZ04微觀實(shí)驗(yàn)結(jié)果 Fig.5 Microscopic experimental results of shallow sediment DXZ04 with NO3- inputs

d為c的局部放大圖。圖6 外源輸入NO3-條件下，液相NO3-、NO2-、NH4+和總氮濃度變化Fig.6 Concentration of NO3-, NO2- , NH4+ and the total nitrogen in liquid phase with the NO3- inputs

礦物相表征結(jié)果(圖2)表明，外源添加NO3-的情況下，MR-1單一作用實(shí)驗(yàn)組中的伊利石并未消失，只有MR-1和有機(jī)質(zhì)共同作用條件下的伊利石被水解；同時(shí)該實(shí)驗(yàn)組中的Fe(Ⅱ)和碘質(zhì)量濃度的變化與伊利石的水解情況一致(圖5a、c)。說明在外源添加NO3-條件下，微生物會(huì)優(yōu)先利用NO3-作為電子受體，而非Fe(Ⅲ)；而當(dāng)硝酸鹽被全部消耗后，微生物可將Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ)。

3 結(jié)論

1)伊利石黏土礦物吸附的含鐵礦物相是淺層地下水環(huán)境中碘的主要搭載介質(zhì)。周期性灌溉活動(dòng)可誘發(fā)地下水系統(tǒng)中氧化還原環(huán)境發(fā)生周期性變化。厭氧條件下，外源有機(jī)質(zhì)的輸入會(huì)促進(jìn)奧奈達(dá)希瓦氏菌MR-1對(duì)Fe(Ⅲ)的還原溶解，從而使搭載在鐵礦物相中的碘得以釋放，從而形成高碘地下水。

2)在外源添加NO3-情況下，淺層沉積物中Fe(Ⅲ)的還原會(huì)受到一定的抑制，這是由于微生物會(huì)優(yōu)先利用NO3-作為電子供體而非Fe(Ⅲ)。而當(dāng)硝酸鹽被全部消耗后，微生物可將Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ)。因此人為引入的硝酸鹽可在一定程度上抑制沉積物中鐵礦物的還原。