2024, Vol. 40中国科学院微生物研究所、中国微生物学会主办
文章信息
- 赵洪, 何腾霞, 郑春霞, 王侧容, 刘欢, 田亚菲, 刘建蕊
- ZHAO Hong, HE Tengxia, ZHENG Chunxia, WANG Cerong, LIU Huan, TIAN Yafei, LIU Jianrui
- 纳米零价铁协同反硝化细菌去除硝酸盐的研究进展
- Research progress of nanoscale zero-valent iron in synergistic combinations of denitrifying bacteria for nitrate removal
- 生物工程学报, 2024, 40(10): 3441-3459
- Chinese Journal of Biotechnology, 2024, 40(10): 3441-3459
- 10.13345/j.cjb.240089
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文章历史
- Received: January 30, 2024
- Accepted: April 24, 2024
- Published: April 25, 2024
引用本文
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随着硝酸盐(NO3–-N)污染程度日益加重，NO3–-N污染已成为了世界性的污染问题，并引起了全球的广泛关注[1]。过量的NO3–-N一方面会导致水体富营养化，另一方面也会污染地下水，再通过自来水或蔬菜富集最终进入人体引起一系列的疾病，如高铁血红蛋白血病，另外NO3–-N还会转化为致癌物亚硝胺的前体亚硝酸盐(NO2–-N)[2-3]。2017年，世界卫生组织国际癌症研究机构已将NO3–-N和NO2–-N列为2A级致癌物，并且限制了饮用水中NO3–-N的浓度要小于10 mg/L，而NO2–-N的浓度要低于0.1 mg/L[4-5]。因此，开发先进的处理技术从NO3–-N污染的地表水和地下水中去除NO3–-N具有重要意义。
纳米零价铁(nanoscale zero-valent iron, nZVI)是一种由铁或铁化合物制备，颗粒大小在1−100 nm的零价铁纳米颗粒[6]。nZVI具有比表面积大、孔隙多、反应活性强和可作为优良的电子供体的特点，在NO3–-N污染修复中备受学者的青睐[7]。但目前nZVI存在易聚集、易氧化、迁移性差、有效时间短和对微生物的毒害作用大的缺点，而通过改性能够极大地改善这些问题，并进一步提高NO3–-N的去除率[8]。改性nZVI是一种改良的nZVI材料，指通过载体负载或加入其他物质掺杂以改善nZVI易聚集和易氧化的性质。目前改性nZVI材料主要有金属改性nZVI、表面改性nZVI、硫化改性nZVI、负载改性nZVI和复合改性nZVI五种[9]。目前已经开发了许多nZVI化学法还原去除NO3–-N的方法，如电解、催化还原和光催化等[10]。但化学法仅将NO3–-N转化为其他的无机氮化合物，无法将其完全去除，并且化学法还具有副产物多和产物毒性大的缺点[11]。
而反硝化细菌(denitrifying bacteria, DNB)是指一类能够将NO3–-N还原为氮气(N2)的细菌，它们参与环境中NO3–-N的去除过程，在地球氮素循环中发挥着重要的作用[12-13]。利用DNB的生物脱氮法可将NO3–-N转变为N2，具有环境友好且较为经济的优点，可广泛用于去除水体中的NO3–-N，以达到净化水体、恢复自然生态环境的目的[14]。但DNB去除NO3–-N时较低的去除效率限制了其在NO3–-N污染环境修复领域的应用[15]。研究表明，nZVI能够通过一些途径改善DNB的生命活动，如促进反硝化过程中硝酸盐还原酶(nitrate reductase, NAR)、亚硝酸还原酶(nitrite reductase, NIR)、一氧化氮还原酶(nitric oxide reductase, NOR)和氧化亚氮还原酶(nitrous oxide reductase, N2OR)的合成，提高相关酶的催化能力和促进氢自养DNB的优良电子供体H2的产生[16-17]。nZVI及其自身释放的Fe2+可作为DNB的电子供体提高DNB电子传递系统活性(electron transport system activity, ETSA)和促进DNB胞外聚合物(exopoly saccharides, EPS)的合成[18-21]，进而极大地提高NO3–-N的去除率。因此nZVI协同DNB去除NO3–-N的生物脱氮法具有高效和绿色环保的特点，在NO3–-N污染环境治理中具有极大的应用潜力。但目前对于nZVI与DNB协同作用去除NO3–-N的研究较为匮乏，且利用nZVI促进DNB去除NO3–-N的研究尚未见全面综述，因此，本文详细阐述了影响nZVI与DNB协同去除NO3–-N的因素，综述了nZVI与DNB协同去除NO3–-N的最新研究进展，分析了nZVI与DNB的互作机制，最后探讨了目前nZVI与DNB协同去除NO3–-N的现实挑战并对未来的研究方向进行了展望。
1 纳米零价铁与反硝化细菌协同去除硝酸盐的影响因素 1.1 温度温度是限制nZVI与DNB协同去除NO3–-N的重要因素之一，温度不仅限制了DNB的活性，还会对nZVI与DNB的相互作用产生影响。而目前已分离出的大部分DNB的最适温度均在25−40 ℃之间，且更高的温度也能增加反应物分子的热运动动能和溶液的流动性，同时增加反应体系中NO3–-N活化分子的百分含量，有助于克服DNB还原NO3–-N的反应能垒，提高NO3–-N的去除率。如Liu等[18]在研究温度对nZVI与反硝化菌群协同去除NO3–-N的影响时，发现在30 ℃时NO3–-N能被完全去除，而在10−20 ℃的低温范围内，NO3–-N去除率仅在53.75%−78.26%，这是由于低温使nZVI的反应活性降低，减弱了nZVI对DNB的协同促进作用；在40 ℃时NO3–-N的去除率为59.63%，且随着温度的升高，NO2–-N的积累量不断降低，然后缓慢增加，而NH4+-N的积累量在40 ℃时达到最高，这时反硝化作用减弱，高温加快了nZVI对NO3–-N的还原作用，使更多的NO3–-N转化为NH4+-N。此外，Liu等[22]发现加入nZVI后副球菌(Paracoccus davis)在25 ℃时需要35 h才能完全去除，而升高温度后(35 ℃)仅需20 h，且细胞生长速率在35 ℃时达到最大值。因此，在nZVI与DNB协同去除NO3–-N的过程中，较高的温度(25−35 ℃)更有利于提高NO3–-N的去除率。
1.2 pH值pH值在DNB的生长中起着重要作用，可以通过影响反硝化酶的活性改变生物膜的电荷来影响DNB对营养物质的吸收，从而影响DNB的反硝化效率[15]。Li等[23]发现pH < 3.0时DNB基本无法存活，且加速了nZVI的腐蚀过程，导致了NH4+-N的积累，而pH > 8.6则会导致NO3–-N的去除率显著降低和NO2–-N的积累。Yang等[24]研究发现在初始pH值为10.0−12.0时，过量的OH–会与Fe2+/Fe3+形成沉淀物并附着在nZVI上，阻碍了DNB与nZVI的接触，降低了DNB的电子传递效率。Shao等[20]研究表明pH为7.0时NO3–-N去除效率最高达到17.78 mg/(L·h)，而pH为5.0和10.0时NO3–-N去除效率分别为1.58 mg/(L·h)和0.83 mg/(L·h)。综上，大多数DNB的最适pH为中性条件，因此pH值在6.0−8.0之间更利于NO3–-N的去除[7]。
1.3 碳氮比高碳氮比(C/N)能为DNB提供更多的碳源，同时为DNB菌群抵御nZVI的毒害作用创造更好的营养条件，加快菌群丰度的恢复。因此C/N成了限制微生物生长的重要因素之一。王翻翻等[25]在不同C/N对nZVI协同反硝化菌群去除NO3–-N的影响研究中发现，C/N比为0、2、4、6时菌株对NO3–-N去除速率分别为4.30、11.10、21.00、23.70 mg/(L·h)，在C/N为6、nZVI浓度为5 mg/L时，12 h内NO3–-N被完全去除。Zhao等[26]发现将C/N从5提高到10时，添加50 mg/L的nZVI使人工湿地中NO3–-N的去除率从56.00%提高到了78.00%。可以看出C/N较高时，nZVI协同DNB去除NO3–-N的能力更强。
1.4 纳米零价铁的粒径研究表明在一定范围内(60−200 nm)，nZVI粒径越小，对反硝化促进作用越强，然而粒径并非越小越好，粒径较小(10 nm)的nZVI更容易进入细胞引起氧化应激而对细胞造成损伤[27]。对于不同的DNB和环境应选择合适大小的粒径才能更高效地去除NO3–-N。Shao等[20]发现用20、60、100、200 nm的nZVI促进施氏假单胞菌(Pseudomonas stutzeri)去除NO3–-N时，60 nm和100 nm的nZVI强化效果最佳。
1.5 纳米零价铁的添加量nZVI的添加量也是影响NO3–-N的去除率的一个重要因素。在高浓度nZVI (> 1 000 mg/L)的情况下，nZVI显著抑制了DNB的活性[28]。而经过改性后减弱了nZVI对DNB的毒害作用以及nZVI的团聚效应，nZVI的添加量增加，大大提高了NO3–-N的去除效率[29]。研究表明nZVI的最佳添加量在50 mg/L左右，而改性后的nZVI为100−600 mg/L[22]。在An等[30]的研究中，添加了50 mg/L的nZVI使NO3–-N的去除率从60.91%上升到86.16%，这是由于nZVI腐蚀过程中产生的Fe2+被用作NO3–-N还原的电子供体，加快了NO3–-N的去除过程；而nZVI增加量达到1 000 mg/L时，NO3–-N的去除率下降到47.01%，所以当nZVI浓度过高时，DNB过量摄取了nZVI释放的Fe2+而对细胞造成了损伤。此外，高浓度的nZVI不仅抑制了DNB的生长和繁殖，还使得NO3–-N以化学还原为主，从而导致NH4+-N产量的升高。
2 改性纳米零价铁协同反硝化细菌去除硝酸盐的研究进展nZVI作为一种环保的环境污染治理材料，由于其高比表面积、较强的还原性和具有大量活性位点等特点，已被广泛应用于NO3–-N污染的废水和地下水处理[31]。但由于nZVI在应用中存在易聚集、易氧化、迁移性差、有效时间短和对微生物有毒害作用的缺点，目前研究人员通过对nZVI进行改性以改善这些问题，且改性后的nZVI具有更好的分散性、稳定性和抗氧化能力，可以更好地应对各种复杂环境，并提高NO3–-N的去除效率[32]。nZVI工程应用的前沿性研究主要集中在改性nZVI上，而改性nZVI协同DNB去除NO3–-N的机理主要是通过改性改善nZVI的缺点以提高DNB的电子传递效率并建立有利于DNB生长繁殖的基质和营养条件，其内在作用机制主要是nZVI与DNB的协同作用。因此，为推进nZVI协同DNB去除NO3–-N的实际应用研究，有必要深入了解改性nZVI协同DNB去除NO3–-N的最新研究进展。
2.1 改性纳米零价铁去除硝酸盐的特点表 1列举了近年来开发的改性nZVI材料对NO3–-N的去除率及实验条件，这些改性nZVI材料均具有与DNB结合强化NO3–-N去除的潜力。但目前改性nZVI材料仍存在成本较高、难以大规模应用的问题，因此应注重开发绿色低成本的新型改性nZVI材料，为nZVI协同DNB去除NO3–-N的方法大规模应用于实际环境污染治理提供可行的方案。
| Modified nZVI names |
Modified materials |
C0 (mg/L) | C1 (g/L) | Temperature (℃) |
pH | Time (h) |
Nitrate removal rate (%) |
References |
| Ni-nZVI | Ni | 100 | 0.20 | 25 | 7.0 | 2.00 | 73.00 | [11] |
| PSi-nZVI | PSi | 100 | 4.00 | 25 | 6.0 | 0.30 | 100.00 | [14] |
| BC-Ni-nZVI | BC, Ni | 50 | 6.00 | 28 | 2.9 | 1.50 | 99.98 | [23] |
| CS-Cu-nZVI | CS, Cu | 120 | 3.00 | 25 | 7.0 | 0.50 | 95.00 | [24] |
| ATP-nZVI | ATP | 30 | 1.50 | 25 | 7.0 | 2.50 | 78.61 | [33] |
| GO-nZVI | GO | 50 | 0.30 | 25 | 7.0 | 1.00 | 90.00 | [34] |
| BC-S-nZVI | BC, S | 15 | 1.00 | 25 | 7.0 | 24.00 | 76.00 | [35] |
| NC-N-nZVI | NC | 100 | 0.15 | 25 | 7.0 | 24.00 | 90.00 | [36] |
| CS-nZVI | CS | 100 | 1.00 | 25 | 7.0 | 4.00 | 90.00 | [37] |
| Cu-nZVI | Cu | 45 | 10.00 | 25 | 7.0 | 5.00 | 92.00 | [38] |
| S-nZVI | S | 100 | 2.80 | 25 | 7.0 | 2.00 | 96.00 | [39] |
| PILC-nZVI | PILC | 50 | 0.20 | 25 | 7.0 | 2.00 | 100.00 | [40] |
| Ze-nZVI | Ze | 50 | 0.20 | 25 | 7.0 | 2.00 | 84.30 | [41] |
| Rha-C10-nZVI | Rha-C10 | 25 | 1.00 | 25 | 4.0 | 4.00 | 78.00 | [42] |
| BC-nZVI | BC | 30 | 4.00 | 25 | 5.7 | 24.00 | 96.80 | [43] |
| MWCNT-nZVI | MWCNT | 100 | 1.00 | 25 | 7.0 | 4.00 | 91.70 | [44] |
| D201-nZVI | D201 | 100 | 0.30 | 25 | 6.0 | 6.00 | 80.00 | [45] |
| GT-PAC-S-nZVI | GT, PAC, S | 40 | 4.00 | 60 | 7.0 | 24.00 | 93.00 | [46] |
| DOW 3N-nZVI | DOW 3N | 62 | 0.36 | 25 | 5.3 | 4.00 | 94.00 | [47] |
| g-C3N4-TiO2-nZVI | TiO2, g-C3N4 | 50 | 4.00 | 25 | 7.0 | 0.50 | 73.80 | [48] |
| GT-Cu-nZVI | GT, Cu | 20 | 10.00 | 40 | 3.0 | 1.30 | 99.00 | [49] |
| N-S-nZVI | N-S | 50 | 0.40 | 25 | 2.3 | 3.00 | 85.00 | [50] |
| Cl-S-nZVI | Cl-S | 50 | 0.40 | 25 | 2.3 | 3.00 | 83.00 | [50] |
| C0 represents the initial nitrate concentration; C1 represents the concentration of nZVI composite material; PSi: Porous silicon; BC: Biochar; CS: Chitosan; GO: Graphene oxide; ATP: Attapulgite soil; NC: Carbon nitride; PILC: Layered clay; Ze: Zeolite; Rha: Rhamnose; MWCNT: Multi walled carbon nanotubes; D201: Macroporous strongly alkaline styrene anion exchange resin; PAC: Sodium borohydride; DOW 3N: Pyridine based resin; TiO2: Titanium dioxide; GT: Green tea extract; N-S: -CHN functionalized porous polystyrene resin; Cl-S: -CHCl functionalized porous polystyrene resin. | ||||||||
nZVI去除NO3–-N的原理主要是通过化学法将NO3–-N还原为NH4+-N[11]。虽然NH4+-N的毒性低于NO3–-N，但仍无法将NO3–-N彻底去除，部分改性nZVI甚至在去除NO3–-N的过程中还会积累少量的NO2–-N[51]。而nZVI与DNB协同作用的生物脱氮法能将NO3–-N还原为N2，相较于nZVI的化学法更绿色环保。在Zhou等[19]的研究中，改性聚乙烯载体(polyethylene, PE)与新型茶多酚(tea polyphenols, TP)改性Nzvi (PE-TP-nZVI)的NO3–-N去除率仅为25.54%，而在PE-TP-nZVI与DNB协同作用下，NO3–-N的去除率提升到79.88%，是nZVI单独作用的3.12倍，其中，NO3–-N的气态氮转化率由16.00%提高到87.00%。因此nZVI与DNB协同作用显著提升了NO3–-N的去除率和气态氮转化率。
2.2.1 金属改性纳米零价铁协同反硝化细菌去除硝酸盐金属改性nZVI是指在制备nZVI时加入金属元素使其在nZVI表面均匀分布的nZVI改性材料[38]。在nZVI表面装载适当比例的其他具有较高还原电位的金属(如Ni、Zn、Cu、Mg、Pb等)，这可以显著提高nZVI的反应性[52]。大部分金属元素本身就是优良的催化剂，对nZVI改性后可以形成双金属催化的特性。而金属改性nZVI与DNB结合能显著提高NO3–-N的去除率。Wang等[27]研究发现Ni改性nZVI (Ni-nZVI)、Cu改性nZVI (Cu-nZVI)和Pb改性nZVI (Pb-nZVI)使产碱杆菌(Alcaligenes)的NO3–-N的去除率分别提高到72.00%、83.00%和98.00%。然而对于金属改性nZVI协同DNB去除NO3–-N的应用及机理研究鲜有报道，未来应加强这方面的研究。
2.2.2 表面改性纳米零价铁协同反硝化细菌去除硝酸盐表面改性nZVI是指在nZVI上添加表面改性剂从而改变nZVI颗粒的表面电荷，增大颗粒之间的静电斥力和空间位阻，提高nZVI的分散性的nZVI改性材料[37]。而常用的nZVI表面改性剂有聚丙烯酸(polyacrylic acid, PAA)、聚天冬氨酸(polyaspartic acid, PASP)、聚乙烯吡咯烷酮(polyvinyl pyrrolidone, PVP)、聚山梨酯80 (polysorbate 80, Tween80)、羧甲基纤维素(carboxymethyl vellulose, CMC)、壳聚糖(chitosan, CS)[37]和油酸钠(sodium oleate)[53]等。表面改性主要以两种方式提高nZVI协同DNB去除NO3–-N的能力：(1) 表面改性剂可以防止nZVI聚集，提高nZVI在水中的分散性，从而使nZVI能与DNB充分接触，以提高NO3–-N的去除率。(2) 覆盖在nZVI颗粒表面的稳定剂形成了一层物理屏障，减弱了nZVI对DNB毒害作用[19]。Pourbaghaei等[37]发现在Tween80、PAA、PVP和CMC改性的nZVI中，Tween80®-nZVI在去除NO3–-N时优于其他3种聚合物改性的nZVI，在整个实验过程中NO3–-N的去除率达到95.00%，NO3–-N的N2转化率为83.00%。Liu等[54]以多羟基醇(甘油、丁三醇和季戊四醇)为液相介质制备了3种改性nZVI材料，对NO3–-N的去除率均达到95.00%以上，未来可以进一步探究多羟基醇改性nZVI和NC-N-nZVI与DNB协同强化NO3–-N的去除效率。
2.2.3 硫化改性纳米零价铁协同反硝化细菌去除硝酸盐硫化改性nZVI是指将S添加到nZVI中，使S形成的硫化物覆盖在表面以改善nZVI的疏水性和电子转移特性的nZVI改性材料[39]。硫化改性nZVI (S-nZVI)协同DNB去除NO3–-N的机理为：(1) 在硫化物(如S2O3)存在的情况下，nZVI本身及其释放的Fe2+可用作DNB额外的电子供体，形成硫化物和nZVI的双电子供体体系；(2) S-nZVI表面的FeS层可以降低了nZVI的腐蚀和改善nZVI的疏水性，以提高nZVI的分散性和减少nZVI的氧化损失；Yoon等[55]发现在S-nZVI与钩虫贪铜菌(Cupriavidus necator) H16的协同作用下NO3–-N的去除率从菌株H16单独作用时的85.00%提高到了100.00%，在反硝化过程中，菌株H16可以优先利用硫化物作为电子供体，促进菌体生长，同时利用nZVI及其自身释放的Fe2+作为电子供体参与NO3–-N还原和NO2–-N还原过程[56]。Rajab等[29]使用S-nZVI和反硝化硫杆菌(Thiobacillus denitrificans) DSMZ协同作用去除NO3–-N时，发现在最佳条件下间歇系统和生物反应器中NO3–-N的去除率分别为80.10%和94.07%；并证实了在S-nZVI的存在下菌株DSMZ可使用Fe2+和S2O3共同作为电子供体，促进菌体生长，提高NO3–-N的去除率。
2.2.4 负载改性纳米零价铁协同反硝化细菌去除硝酸盐负载改性nZVI是指利用负载材料表面积大的特点，使nZVI在负载材料的孔隙或间隙中均匀分布，避免了nZVI聚集的nZVI改性材料[7]。改性nZVI的负载材料主要有生物炭(biochar, BC)[43]、多孔硅(porous silicon, PSi)[14]、层状黏土(pillared interlayer clays, PILC)[40]和氧化石墨烯(graphene oxide, GO)[34]等。负载改性nZVI协同DNB去除NO3–-N的优点如下：(1) 负载材料具有极为丰富的孔隙和较大的表面积为nZVI和DNB提供了合适的基质，从而促进DNB的生长繁殖；(2) 负载材料可以为NO3–-N提供更多的结合位点，形成高底物浓度的微环境；(3) 负载改性nZVI能促进反硝化过程的电子转移效率，以提高NO3–-N的去除率[43]。Liu等[57]发现利用沉积物基生物炭(sediment biochar, SBC)改性的nZVI (SBC-nZVI)可使NO3–-N的去除率从反硝化菌群单独作用时的58.00%提高到98.89%。而BC-nZVI协同DNB去除NO3–-N具有独特的优势，因为制备BC的材料大多为农林废弃物和固体废物生物质材料，具有经济环保的优点[58]。且BC也可以作为额外碳源，这为低碳氮比废水中NO3–-N的去除提供了另一种策略。此外，PILC、GO、PSi改性nZVI在化学法去除NO3–-N的过程中，NO3–-N的去除率均达到90.00%以上，但与DNB结合去除NO3–-N还需要进一步的探索。
2.2.5 复合改性纳米零价铁协同反硝化细菌去除硝酸盐复合改性nZVI是指利用多种材料对nZVI改性以提高nZVI的反应活性和电子传递效率的nZVI改性材料[59]。且复合改性nZVI的存在打破了目前单一材料改性nZVI在应用范围及效率上的局限性，在去除NO3–-N的过程中往往能够取得更好的效果，如PE-TP-nZVI[19]、海藻酸钠(sodium alginate, SA)和Mt改性nZVI (SA-Mt-nZVI)[59]、BC与羟基丁酸和羟基戊酸共聚物(copolymer of 3-hydroxybutyrate and 3-hydroxyvalerate, PHBV)改性的nZVI (BCP-nZVI)[60]等。而在复合改性nZVI与DNB协同去除NO3–-N的过程中，复合改性nZVI主要是通过建立有利于DNB生长繁殖的基质和营养条件以及促进DNB电子传递来提高NO3–-N的去除率[29]。如Zhou等[19]发现PE-TP- nZVI使NO3–-N的去除率从25.54%提高到79.88%，其机理在于nZVI表面的氧化铁产物能吸附NO3–-N，缩短了DNB和NO3–-N之间的电子转移距离；且由于TP的包封，nZVI的抗氧化性得到了改善；同时，PE作为nZVI的载体，可减少nZVI的团聚；此外，PE-TP-nZVI的制备不需要额外的抗氧化技术和辅助条件，简化了常规改性nZVI需要先制备后改性的复杂过程。Zhao等[59]研究发现在SA-Mt-nZVI的作用下，人工湿地的NO3–-N去除率从43.42%提高到75.80%，而SA-Mt-nZVI的主要特点在于SA可以防止nZVI聚集，并且可以作为DNB额外的碳源；Mt是nZVI良好的载体，能保证nZVI稳定地向DNB提供电子，以促进NO3–-N的还原。Yang等[60]发现加入BCP-nZVI使NO3–-N在45 h内的去除率达到了100.00%；其中PHBV为反硝化菌群提供了可持续利用的碳源，nZVI则作为NO3–-N还原的电子供体，BC主要为DNB提供栖息地，并起到电子介质的作用，而BC与nZVI的结合也降低了还原性铁离子释放到环境中的风险。
近年来改性nZVI与DNB协同作用下的NO3–-N的去除率、气态氮转化率及实验条件如表 2所示。改性NZVI协同DNB去除NO3–-N具有高效和持续性强的特点。因此，利用改性nZVI与DNB相结合去除NO3–-N是一种极具前景的方法。
| Modified nZVI name |
Modified materials |
C0 (mg/L) |
C1 (g/L) |
pH | Temperature (℃) |
Time (h) |
Microbial addition amount |
Experimental group removal rate (%) |
Control group removal rate (%) |
Gas nitrogen conversion rate (%) |
References |
| PE-TP- nZVI |
TP, PE | 100 | 7.20 | 7.0 | 25 | 72 | 100 mL activated sludge |
79.88 | 25.54 | 87.19 | [19] |
| Pd-nZVI | Pd | 100 | 0.56 | 7.0 | 30 | 24 | 10 mL Alcaligenes |
98.00 | 66.50 | 96.00 | [27] |
| Ni-nZVI | Ni | 100 | 0.56 | 7.0 | 30 | 24 | 10 mL Alcaligenes |
72.00 | 55.00 | 18.00 | [27] |
| Cu-nZVI | Cu | 100 | 0.56 | 7.0 | 30 | 24 | 10 mL Alcaligenes |
83.00 | 64.00 | 89.00 | [27] |
| SiO2- nZVI |
SiO2 | 100 | 0.56 | 7.0 | 30 | 24 | 10 mL Alcaligenes |
95.00 | 65.00 | 90.00 | [27] |
| S-nZVI | S | 300 | 0.75 | 7.0 | 35 | 52 | 10 mL Thiobacillus denitrificans DSMZ |
94.00 | 70.00 | – | [29] |
| Tween 80-nZVI |
Tween 80 |
100 | 0.50 | 7.0 | 25 | 45 | 70 g activated sludge |
95.00 | 84.70 | 80.00 | [37] |
| Sodium oleate- nZVI |
Sodium oleate |
100 | 0.56 | 7.0 | 30 | 120 | 20 mL Alcaligenes eutrophus |
74.83 | 55.00 | 84.00 | [53] |
| SBC- nZVI |
SBC | 100 | 2.00 | 7.0 | 30 | 72 | 5 mL bacterial culture |
97.00 | 86.00 | 57.00 | [57] |
| SA-Mt- nZVI |
SA, Mt | 60 | 0.66 | 7.0 | 25 | 24 | 1 L activated sludge |
75.80 | 43.42 | – | [59] |
| BCP- NZVI |
BCP | 40 | 0.80 | 7.0 | 25 | 48 | 50 g activated sludge |
100.00 | – | – | [60] |
| ABC- nZVI |
ABC | 110 | 1.00 | 7.0 | 30 | 24 | 100 mL activated sludge |
97.00 | 80.00 | – | [62] |
| “–” indicates that there is no relevant data in the literature; C0 represents the initial nitrate concentration; C1 represents the nZVI composite material concentration, microorganisms were added to the experimental group, and microorganisms were not added to the control group; PE: Polyethylene; TP: Tea polyphenols; Pd: Palladium; Tween 80: Polysorbate 80; SBC: Sediment biochar; BCP: Copolymer of hydroxybutyric acid and hydroxyvaleric acid loaded on activated carbon; SA: Sodium alginate; Mt: Montmorillonite; ABC: Algal biochar. | |||||||||||
据报道nZVI会提高DNB的丰度以及富集有利于反硝化过程的微生物菌群。如Yang等[61]研究了nZVI对门水平上的细菌相对丰度的影响，结果显示样品的微生物群落中优势门主要是变形杆菌门(Proteobacteria)、拟杆菌门(Bacteroidota)、厚壁菌门(Firmicutes)和放线菌门(Actinobacteriota)；其中，Proteobacteria是所有实验组中的主要门类，占比均达到50.00%左右，这表明Proteobacteria在硝化和反硝化过程中起着至关重要的作用，与此同时，Bacteroidota与Firmicutes也是常见的DNB，在反硝化过程中发挥重要作用。Yang等[62]也在种水平上进行了分析，发现反硝化优势菌主要是透明莱茵海默菌(Rheinheimera) (12.50%)、戈特沙尔基菌(Gottschalkia) (7.30%)以及微红微球菌(Rubellimicrobium) (6.30%)。此外，Sun等[63]研究发现nZVI富集的反硝化菌群包括了自养DNB嘉利翁氏菌科(Gallionellaceae sp.)和异养DNB固氮螺菌属(Azospira)和脱硫弧菌属(Desulfovibrio)，表明在混合DNB体系中自养DNB和异养DNB均参与了NO3–-N的去除过程。
3.2 纳米零价铁提高反硝化脱氮相关基因丰度在基因水平上的研究表明nZVI能通过提高反硝化脱氮相关基因丰度来促进反硝化过程。Wang等[62]就藻类生物炭(alga biochar, ABC)改性nZVI (ABC-nZVI)对参与氮代谢的功能基因amoABC、hao、narG、napA的影响进行了研究，结果显示添加了250 mg/L ABC-nZVI实验组中编码氨单加氧酶(ammonia monooxygenase, AMO)的amoABC基因和编码羟胺氧化还原酶(hydroxylamine oxidoreductase, HAO)的hao基因二者丰度与对照组相比分别提高了53.00%和48.00%，这表明通过添加ABC-nZVI可以富集硝化细菌；此外，在反硝化途径方面，添加250 mg/L的ABC-nZVI后，编码呼吸和周质硝酸盐还原酶催化亚基的反硝化基因narG和napA的基因丰度分别增加了44.45%和48.11%。
3.3 纳米零价铁促进反硝化酶的合成与提高其催化能力nZVI作为Fe元素的一种，在氧化后会释放Fe2+/Fe3+，这些Fe离子在反硝化酶如NAR、NIR、N2OR、NOR的合成和催化中发挥了重要作用[16]。据报道，Fe离子是NAR和NIR的重要辅因子，该辅因子的存在可以使酶的催化更高效，而NOR是一种双核铁酶，该酶的催化活性位点由b3铁血红素(Feb3)和B铁血红素(FeB)组成，该位点除了与细胞色素C亚基结合外，还能充当催化反应的电子传递体[64-65]。Shao等[20]发现添加100 mg/L的nZVI使P. stutzeri的NAR、NIR与NOR的活性分别提高了8.68、1.80和4.16倍。这与Wang等[62]研究类似，他们研究了250 mg/L的ABC-nZVI对反硝化酶NAR、NIR、N2OR的丰度影响，结果表明ABC-nZVI提高了nosZ基因(编码N2OR)和norBC基因(编码NAR和NIR)的丰度，分别提高了52.00% 和50.00%。
3.4 纳米零价铁促进氢自养反硝化细菌电子供体H2的生成由于nZVI的比表面积大和表面反应性高的特点，使其与水的反应速率很高，根据反应式(1)[16-17]，在nZVI氧化腐蚀的过程中可以与水反应产生H2和Fe2+，而H2可作为氢自养DNB优良的电子供体，从而使得DNB可以利用H2有效地将NO3–-N还原为N2，且利用H2的自养反硝化是一种热力学上更有利的反应[66]。据报道脱氮副球菌(Paracoccus denitrificans)、黄杆菌(Flavobacteria)、鞘氨醇菌(Sphingobacteria)、金属罗尔斯通菌(Ralstonia metallidurans)和红环菌(Rhodocyclus sp.)均能进行氢自养反硝化，且假单胞菌属(Pseudomonas)和不动杆菌属(Acinetobacter)在氢自养DNB的混合培养中占主导地位[67]。Peng等[68]建立了一个描述nZVI对氢自养反硝化影响的数学模型，表明增加nZVI的添加量可以促进电子供体H2的生成进而提高反硝化效率，且在25 ℃下nZVI添加量为2−3 mmol/L时能更好地促进氢自养反硝化过程。此外，Wang等发现添加250 mg/L的ABC-nZVI使反硝化菌群中铁氧还原蛋白氢化酶的丰度增加了27.00%，表明添加一定剂量的ABC-nZVI可以使负责氢周转的铁氧还原蛋白氢化酶的丰度增加，促进氢自养反硝化过程[62, 69]。
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(1) |
nZVI及其自身释放的Fe2+可作为DNB的电子供体，在DNB的反硝化过程中具有重要作用，但在自养DNB和异养DNB中机理并不相同[70]。例如在铁基自养DNB中可直接作为电子供体参与NO3–-N的还原，而在异养DNB中主要是作为辅助电子供体参与NO3–-N还原为NO2–-N和NO3–-N转化为N2[62, 71]。其反硝化过程可总结为反应式(2)、(3)[18-19]。
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(2) |
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(3) |
此外，反应式(1)中所产生的H2和上述反应式(2)、(3)产生的Fe2+也可以作为电子供体促进反硝化过程，如反应式(4)、(5)、(6)所示[18]。
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(4) |
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(5) |
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(6) |
研究表明nZVI能通过促进还原性Cyt c、NADH和ATP合酶的生成，进而提高ETSA[20]。Liu等[72]发现，添加10 mmol/L的nZVI能使编码Cyt c还原酶的基因上调和Cyt c氧化酶基因下调，这促进了还原性Cyt c的生成；并且在nZVI的存在下，大量编码ATP合酶的基因在转录水平上调，这表明ATP合酶的合成速率加快，进而产生了更多的ATP；但反硝化菌的生长代谢水平并未因为ATP合成的加快而升高，反而呈现降低的趋势，并且发现细菌的反硝化速率加快，说明nZVI影响了细菌的能量分配，将更多的ATP用于NO3–-N的还原而非细胞的生长代谢。
此外，nZVI还能提高NADH的含量。Shao等[20]发现，添加100 mg/L的nZVI后，P. stutzeri的NADH/NAD值增高了8.38倍，表明nZVI显著提高了电子传递体NADH的数量；此外，在未添加nZVI的条件下，ETSA在24 h时降至2.5 μg/(mL·min)，波动较小，而在添加nZVI后，ETSA在8−12 h时迅速从2.0 μg/(mL·min)增加到6.2 μg/(mL·min)。综上所述，nZVI通过促进还原性Cyt c、NADH和ATP合酶的生成，提高ETSA，进而提高NO3–-N还原效率；与此同时，该研究还发现nZVI能够修复鱼藤酮对NADH到硝酸还原酶电子传递的阻断，进而减弱鱼藤酮对细菌电子传递的抑制作用，表明nZVI能提高DNB对电子传递抑制剂的抗性。
3.7 纳米零价铁促进反硝化细菌胞外聚合物的合成研究表明nZVI能与细胞表面的EPS结合，进一步形成稳定的Fe-EPS配合物，以减少nZVI的团聚并减弱nZVI对DNB的毒害作用，同时还能帮助细菌抵御溶液中pH的变化，提高DNB的抗逆性[73-74]。Pokhum等[21]探究了不同浓度的nZVI对恶臭假单胞菌(Pseudomonas putida) TBRC 2989的EPS生成的影响，发现2.5−25.0 mg/L的nZVI均能促进EPS生物膜的形成；其中，在10 mg/L的nZVI条件下，EPS生物膜的生成量最高，这表明nZVI促进了菌株TBRC 2989的EPS生物膜的生成，进而提高了细胞的抗逆性。此外，曾忆雯[75]发现在添加了富含DNB的活性污泥的反应器中，nZVI促进EPS产量提高(56.00%)的同时NO3–-N的去除率也从81.80%增加到96.50%；同时EPS的生成大大促进了污泥造粒，进而提高了反应器中菌体对营养物质的富集和抗水体剪切力的能力[76]。综上，nZVI能促进DNB产生EPS，促进污泥造粒和EPS生物膜生成，并提高DNB对pH变化、水体剪切力和nZVI毒害作用的抗性。nZVI促进DNB去除NO3–-N的作用机理如图 1所示。
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| 图 1 nZVI促进DNB去除硝酸盐的作用机理 Fig. 1 Mechanism of action of nZVI to promote nitrate removal by DNB. ETSA: electron transport system activity; EPS: exopoly saccharides; NAR: nitrate reductase; NIR: nitrite reductase; NOR: nitric oxide reductase; N2OR: nitrous oxide reductase. |
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当前新型污染物对环境带来的问题日益严重，在新型污染物环境下，DNB去除NO3–-N的效率受到了极大的阻碍，因此需要关注新型污染物对反硝化效率的影响。据报道全氟辛酸[77-78]、狄氏剂、林丹[79]、多氯联苯[80]、抗生素苯唑西林[81]与诺氧氟沙星[82]等新型污染物均在极大程度上限制了NO3–-N的去除。但也有研究发现nZVI协同DNB体系不仅能提高NO3–-N的去除率，还能促进新型污染物的降解。如Li等[83]发现在加入5 mg/L 2, 6-二氯苯酚(2, 6-dichlorophenol, 2, 6-DCP)的环境下，nZVI协同DNB体系相较于DNB单独作用时NO3–-N和总氮去除率分别提高了17.00%和11.00%，且使2, 6-DCP的去除率提高了20.00%，这表明nZVI偶联反硝化微生物体系不仅能提高2, 6-DCP环境中的反硝化能力，同时还可以增强体系对2, 6-DCP的降解能力。这项研究表明nZVI协同DNB体系对于新型污染物及NO3–-N污染治理具有一定成效。此外，Fang等[81]研究发现乙酸盐对反硝化菌群的生物刺激能减弱杀虫剂狄氏剂及林丹对NO3–-N去除的抑制作用，这为新型污染物压力下的脱氮需求提供了可供选择性方案。
4.2 nZVI对DNB的毒害作用由于nZVI具有强烈的还原性，会对DNB的生长繁殖产生负面影响[84]。Crampon等[85]发现加入30 mg/L nZVI后，DNB的生物量呈现先下降后上升的趋势，表明DNB对nZVI毒害作用具有一定的弹性；而初始的细菌浓度下降是由于nZVI抑制了微生物的生长繁殖，然而微生物对nZVI具有适应性；随着时间的推移，在nZVI的促进作用下，细菌的生物量开始逐渐上升，恢复到原有水平。然而，这大幅延长了NO3–-N的去除时间，从而限制了NO3–-N去除效率的提高。因此，需要深入探究nZVI对DNB的毒害机理，以避免或降低其对DNB产生的不良影响。而关于nZVI对微生物可能的毒害作用机制包括以下3种类型。
(1) 对微生物细胞膜的形态或功能造成损伤。如Lv等[86]通过研究nZVI与细胞膜之间的界面反应，发现细菌活性的降低与细胞膜的损伤密切相关；原因是nZVI通过与膜表面的氨基、羧基和酯反应，导致膜蛋白和多糖组分减少，从而破坏细胞膜结构；此外，nZVI颗粒及其氧化物也可能阻塞细胞膜上的离子通道，导致细胞膜电位崩溃和选择透过性丧失[87]。Lee等[88]研究了暴露于不同nZVI浓度条件下微生物的细胞活性和完整性，发现过量的nZVI对细胞的完整性和活性有强烈的负面影响。
(2) 氧化损伤。活性氧的产生和氧化应激反应目前被学术界认为是纳米材料对生物产生毒害作用的主要方式[89-90]。由于nZVI的体积小、比表面积大、颗粒表面的活性位点很多，nZVI及其自身释放的Fe2+很容易通过芬顿反应和哈勃-韦斯反应形成活性氧(reactive oxygen species, ROS)，如超氧化氢(HO2)和羟基自由基(‧OH)。这些过量的活性氧不能被细胞内的抗氧化系统及时清除，因此它们可能在细胞中大量积累，造成细胞内氧化与抗氧化状态失衡。进而导致细胞产生氧化应激，使脂质、蛋白质和核酸等大分子变性，最终导致细胞死亡[91]。Chaithawiwat等[92]分别将野生大肠杆菌和缺乏抗氧化基因的大肠杆菌突变株分别暴露于nZVI下，结果表明突变菌株更容易受到损伤，证实了氧化损伤是nZVI的毒害作用机制之一。
(3) 遗传损伤。在nZVI对微生物产生遗传损伤的研究中，Zeng等发现纳米材料引起的遗传效应包括染色体分裂、DNA链断裂、点突变和基因表达谱的变化，甚至还可能会导致生物体产生癌变，使后代基因畸变[93-94]。
nZVI对DNB的毒害作用机制如图 2所示。据报道，上述机制在DNB中也可能同样存在[95]。如Jiang等[28]通过扫描电子显微镜观察到nZVI吸附在Paracoccus YF1上，并且随着nZVI浓度的逐渐增加，当浓度大于500−1 000 mg/L时，毒害作用显著增加，表明了高浓度nZVI释放的Fe2+对细胞造成了氧化损伤，抑制了NO3–-N的生物还原。Wang等[27]观察到经过nZVI-Pd处理后的产碱杆菌(Alcaligenes sp.) TB呈光滑的棒状，nZVI广泛附着在细胞膜上，且细胞膜呈现萎缩和收缩的迹象，这是由于细胞内氧化应激导致。因此nZVI对DNB的毒害作用可能既包含纳米级效应，也有nZVI及其自身释放的Fe2+的强还原性影响。
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| 图 2 nZVI对DNB的毒害作用机制 Fig. 2 Mechanism of nZVI toxicity on DNB. |
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nZVI与DNB协同作用去除NO3–-N具有环境友好且较为经济的优点，并且极大地提高了NO3–-N的去除率，推动了NO3–-N污染修复技术的发展。但目前对于nZVI与DNB协同作用去除NO3–-N的研究较为匮乏，且利用nZVI促进DNB去除NO3–-N的研究尚未得到全面总结。因此，本论文详细阐述了影响nZVI与DNB协同去除NO3–-N的相关因素，综述了nZVI协同DNB去除NO3–-N的最新研究进展，系统分析了nZVI与DNB协同去除NO3–-N相互作用机理。
结合本课题组前期的研究基础，笔者认为该领域仍存在一些亟待解决的问题。随着组学技术的发展，应利用如基因组学、转录组学、蛋白质组学、代谢组学，或多组学技术进一步探究nZVI对DNB在分子、蛋白、代谢物水平的影响及其相互作用的机理，为nZVI与DNB协同去除NO3–-N的进一步研究奠定理论基础；目前已知nZVI对DNB具有一定的毒害作用，然而对于其毒害机制的了解并不全面，未来研究应先从代谢和分子水平深入探究nZVI对DNB的毒害机制，为优化nZVI的使用量和对nZVI改性提供指导；此外，虽然已经报道了许多改性nZVI材料可用于去除NO3–-N，但是将改性nZVI与DNB结合去除NO3–-N的研究较少，特别是与单一菌株或混合菌株结合去除NO3–-N的研究鲜有报道，应当加强这一方面的研究，有助于加快推进生物脱氮的微生物资源的应用转化和NO3–-N污染环境修复技术的开发；而基于目前新型污染物对反硝化的影响，应推进nZVI与DNB协同作用对NO3–-N和新型污染物同步去除的研究，同时加快对有毒新型污染物具有抵抗力的DNB筛选和DNB工程菌株的构建，以应对在新型污染物压力下的高效脱氮需求。
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