富里酸在微生物与黄铁矿/砷黄铁矿相互作用过程中，促进非晶态FeAsO?的形成，并在高硫酸盐浓度条件下实现砷的固定

研究通过整合石英晶体微天平、多微分析技术及密度泛函理论计算，揭示了富里酸（FuA）调控微生物-黄铁矿/砷黄铁矿界面作用及砷固定机制，发现FuA抑制直接定植并促进间接氧化，形成稳定的无定形铁砷酸盐（AFeA），使砷固定率从6.2%提升至42.2%。

　　

徐霞|周宇航|王本飞|聂振元|梁宇婷|夏金兰

中南大学矿物加工与生物工程学院，中国长沙410083

摘要

在酸性矿井排水（AMD）中，微生物与黄铁矿/砷黄铁矿（M–Py/APy）之间的相互作用是砷（As）释放到环境中的主要驱动因素。富里酸（FuA）具有很强的Fe/As亲和力，积极参与Fe(III)的二次矿物转化和As的吸附，从而影响As的固定。了解FuA在M–Py/APy相互作用中的行为至关重要，但其机制仍不清楚。本文结合石英晶体微天平和多种微量分析技术，阐明了表面吸附的FuA如何介导A. ferrooxidans与Py/APy相互作用中的生物膜演变和二次产物转化，进而影响As的固定。FuA覆盖在矿物表面并在矿物与溶液之间形成一层界面层，该层抑制了A. ferrooxidans在矿物表面的直接附着，并轻微抑制了矿物溶解，同时通过Fe(II)的间接生物氧化和As(III)的氧化，在矿物-FuA界面空间形成了非晶态砷铁酸盐（AFeA）。值得注意的是，FuA阻断了SO₄^{2?_(aq)对AFeA的吸附，减少了SO₄2?介导的AFeA溶解和转化，从而使As的固定率从6.2%增加到42.2%。这项研究揭示了FuA在M–Py/APy相互作用中的关键作用，为FuA调控As生物地球化学的机制提供了新的见解。}

引言

砷（As）是一种在环境中广泛分布且毒性极高的类金属。长期接触含As的水和土壤与多种健康问题有关，如各种类型的癌症、神经系统疾病以及人类和动物的发育缺陷[1]。从地质学角度来看，As通常与硫化物矿物（如黄铁矿和砷黄铁矿）共存，其释放到周围环境是由于这些矿物的溶解和/或风化，产生富含As的水体，例如酸性矿井排水（AMD），这是一个严重的全球环境问题[2]，[3]。因此，控制As的迁移仍然是一个重要的环境挑战，尤其是在含水层系统中。

在AMD中，微生物与黄铁矿/砷黄铁矿（M–Py/APy）之间的相互作用主要驱动硫化物矿物的溶解和As的释放[4]，[5]，其中氧化铁和硫的细菌在矿物表面定殖，催化Fe/S的氧化并维持酸性条件，从而生成Fe³⁺离子，加速硫化物矿物的溶解并促进As的释放[6]。释放出的Fe通常以铁羟基硫酸盐矿物（如针铁矿、施韦特曼石和黄钾铁矾）的形式沉淀，这些矿物是通过吸附和共沉淀作用固定As的重要途径[7]，[8]。显然，在M–Py/APy相互作用过程中，As的释放和固定同时发生，后者对于控制As的迁移至关重要。然而，酸化使这些矿物极易发生转化和溶解，导致相关As的重新迁移[9]，[10]。因此，在M–Py/APy相互作用过程中形成pH独立的含As载体对于控制As的迁移至关重要。

值得注意的是，溶解的Fe³⁺可以通过非晶态砷铁酸盐（AFeA；FeAsO₄·4–7H₂O）的沉淀直接促进As的固定[11]，[12]，这种沉淀对pH值相对不敏感，甚至在高度酸性的条件下（pH < 2）也能保持稳定。然而，在AMD环境中，高浓度的SO₄^2?可以通过配体交换与AsO₄^{3?竞争Fe(III)，形成Fe(III)羟基硫酸盐矿物（如施韦特曼石和黄钾铁矾）（log K = 4.27 对于SO₄2? [13] 对于H₂AsO₄? [14]），从而破坏AFeA的结构并导致部分As的释放[15]。因此，在AMD系统中，增强AFeA的形成同时减少Fe(III)羟基硫酸盐矿物的沉淀对于促进As的固定至关重要。}

最近的研究表明，天然溶解有机物（DOMs），如腐殖酸（HA）和富里酸（FuA），含有丰富的表面官能团（如酚基、羧基和含氮基团[16]），可以结合到二次矿物表面的Fe(III)，然后与As(V)结合形成三元As–Fe–DOM复合物[17]。在此过程中，DOMs大量占据表面吸附位点，使矿物表面带负电荷，可能抑制SO₄^2?的吸附[18]，从而减少SO₄^2?与AsO₄^3?竞争Fe(III)的能力。值得注意的是，与HA相比，FuA含有更多的羧基，可以在酸性条件下形成更稳定的As–Fe–FuA复合物[19]，[20]。这表明FuA可以有效地减少SO₄^2?对Fe–As复合形成的负面影响，促进AFeA的形成，从而在AMD环境中实现As的固定。迄今为止，尚未有此类研究报道，因此其机制仍不清楚。

微生物与黄铁矿/砷黄铁矿（M–Py/APy）之间的相互作用是典型的界面相互作用[21]，通常由矿物表面的物理/化学性质决定[22]，[23]，[24]。研究表明，FuA与矿物的结合可能会改变矿物表面的电荷和亲水性，以及微生物的生长和二次矿物的形成[25]，[26]，[27]。这些变化可以使用石英晶体微天平和耗散技术（QCM-D）[21]，[28]进行原位监测。最近，我们将QCM-D与离线共聚焦激光扫描显微镜（CLSM）和多种微量分析技术（即X射线衍射（XRD）、X射线光电子能谱（XPS）、傅里叶变换红外（FTIR）光谱和扫描电子显微镜（SEM）结合能谱（EDS）结合起来，确定细胞粘附、生物膜形成和二次矿物转化之间的关系，从而阐明了L-半胱氨酸介导的M–Py相互作用机制[21]。

本文重点关注FuA介导的Acidithiobacillus ferrooxidans与Py/APy之间的相互作用，这是AMD环境中最典型的M–Py/APy相互作用[29]，[30]，以阐明FuA如何介导M–Py/APy相互作用，从而影响As的固定。具体来说，使用QCM-D和CLSM结合荧光光谱实时监测细胞粘附和生物膜的演变过程，并使用XPS、XRD和SEM-EDS分析Fe/S/As的形态转化和矿物相变；使用QCM-D分析Fe³⁺_(aq)和SO₄^{2?_(aq)的差异吸附；并使用密度泛函理论（DFT）计算模拟FuA的结合机制。这项研究为FuA在M–Py/APy相互作用中调控As的机制提供了新的见解，加深了对FuA在As生物地球化学中作用的理解。}

材料与方法

图1展示了研究的整体工作流程，包括三个主要阶段：实验准备、FuA–Py/APy的生物氧化测定，以及用于监测FuA–Py/APy上细胞粘附、Fe³⁺物种在FuA–Py/APy上的吸附和SO₄^{2?与AsO₄3?竞争结合的QCM-D测量。更多详细信息见2.1 实验准备、2.2 FuA–Py/APy的生物氧化实验、2.3 QCM-D测量、2.4 CLSM观察、2.5 DFT模拟。}

由FuA介导的Py/APy生物溶解过程中的溶液行为

我们通过评估溶液行为的变化来研究FuA对硫化物矿物生物溶解和As固定的影响，包括细胞密度、[Fe³⁺、[Fe²⁺、pH、[SO₄^2?和[As^T]随时间的变化，这些变化是在Py/APy吸附不同量FuA的过程中观察到的，结果如图2所示。所有情况下的细胞密度（图2a）在最初的5天内缓慢增加，然后在9天内增加，到19天时趋于稳定。

讨论

众所周知，二次矿物的形成和转化在控制AMD环境中的As固定方面起着关键作用。在二次矿物中，Fe(III)羟基硫酸盐矿物（如针铁矿和黄钾铁矾）因其对As的高亲和力而被认为是重要的As固定剂[6]，[52]，[53]。然而，由于在极端酸性条件（pH < 2.0）下的相变，它们在热力学上是不稳定的[54]。在这里，我们观察到AFeA

结论

本文结合QCM-D、DFT和多种微量分析技术，研究了FuA对A. ferrooxidans–Py/APy相互作用的影响及其对As的影响，从而阐明了潜在的机制。我们观察到，吸附在矿物表面的FuA显著增强了AFeA的形成，将As的固定率从6.2% ± 3.7%提高到42.2% ± 5.7%，其中表面结合的FuA抑制了A. ferrooxidans在硫化物矿物表面的直接附着和EPS的形成。

环境影响

微生物与黄铁矿/砷黄铁矿（M–Py/APy）相互作用在酸性矿井排水中的As释放对环境构成了重大风险。本研究揭示了FuA调节了这种界面相互作用和二次矿物转化，将As的固定率从6.2% ± 3.7%提高到42.2% ± 5.7%。FuA抑制了细胞的直接附着，导致在矿物-FuA界面发生间接的Fe(II)生物氧化和随后的As(III)氧化，形成砷铁酸盐。FuA阻断了SO₄^{2?_(aq)物种的吸附}

作者贡献声明

聂振元：方法学、概念化。王本飞：方法学、数据管理。周宇航：验证、监督、研究。徐霞：撰写——初稿、研究。夏金兰：撰写——审稿与编辑、监督、方法学、概念化。梁宇婷：方法学、概念化。

利益冲突声明

作者声明他们没有已知的竞争性财务利益或个人关系可能影响本文报告的工作。

致谢

本工作得到了国家自然科学基金（项目编号41830318和51861135305）的支持。

利益冲突声明

作者声明他们没有已知的竞争性财务利益或个人关系可能影响本文报告的工作。