零价铁与微生物耦合修复地下水的研究进展

袁梦姣,王晓慧,赵 芳,辛 佳,2,3*（.中国海洋大学环境科学与工程学院,山东 青岛 26600；2.海洋环境与生态教育部重点实验室,山东 青岛 26600；3.山东省海洋环境地质工程重点实验室,山东 青岛 26600）

随着城镇化和工业化的发展,大量的无机和有机污染物（例如重金属、硝酸盐、氯代烃等）由于处理不当进入地下水环境,超过地下水的环境承载力,从而造成严重的地下水污染问题.这些有毒有害的物质通过物质循环进入生态系统具有极高的健康和生态风险,因而地下水污染修复问题一直以来受到了广泛的关注,寻求高效、稳定、绿色友好的地下水修复方法成为了研究的焦点.

由于环境中大量的污染物具有氧化性,所以通过还原过程将污染物进行完全降解或者转化为无毒形态是一种重要的修复策略.目前,国内外针对地下水污染原位修复的还原技术主要有两大类,其一是化学还原技术,以零价铁（zero-valent iron,ZVI）介导的化学还原技术为代表[1],其二是微生物还原治理技术[2-4],以生物刺激技术最为常用.但是,这两类技术单独应用都存在各自的瓶颈问题.具体来说,ZVI与水厌氧腐蚀过程中会造成H2的积累,产生的 H2是该体系的弱电子供体,可导致 ZVI的浪费,加速表面钝化、材料失活,提高修复成本[5],同时气体累积可能造成介质堵塞,降低修复效率[6].而原位的厌氧生物修复往往受限于可用的电子供体不足,需要向内注入外源电子供体,而氢气是一种优良的电子供体.近年来,零价铁与微生物（zero-valent iron and microorganism,ZVI-BIO）耦合技术在地下水修复中备受关注.ZVI-BIO修复技术是指将ZVI通过重力或压力的作用注入到含水层中或作为渗透性反应墙中的反应活性物质与原位微生物共同作用去除地下水中污染物的过程[7].在 ZVI-BIO耦合体系中,首先,ZVI通过改变水化学条件（例如氧化还原电位（ORP）、pH 值、溶解氧（DO）等）促进厌氧微生物的生长;其次,ZVI腐蚀产生的H2可为微生物提供电子供体,同步缓解ZVI体系中H2的累积堵塞与微生物体系中电子供体不足的问题;最后,微生物的存在通过影响铁表面钝化产物的组成进而影响ZVI的反应活性[8-9].以往关于ZVI-BIO体系的综述主要侧重于总结该体系对污染物的降解效果,或者 ZVI和微生物之间的交互作用[10-11],针对 ZVI-BIO体系在地下水修复中的应用总结得不够系统,尤其缺少对ZVI-BIO耦合体系中产物变化的讨论.基于此,本文系统综述了（1）ZVI-BIO体系研究中 ZVI与微生物的来源与特征;（2）ZVI-BIO耦合体系对地下水中不同污染物的去除效能及其内在机制;（3）ZVI与微生物之间的交互作用机制.同时对 ZVI-BIO耦合体系的发展前景进行了展望.

1 ZVI-BIO体系的功能材料与微生物

1.1 研究中所应用的ZVI类型及特征

1.1.1 ZVI的粒径 铁元素广泛的存在于自然环境中,占地壳含量的4.75%,仅次于氧、硅、铝,位于地壳含量的第四位[12].由于其强还原性（Eh0=－0.44V）而被广泛的应用于地下水修复当中[13-14].目前应用于地下水污染修复中的ZVI按粒径划分主要包括颗粒铁、微米铁（microscale zero valent iron,mZVI）和纳米铁（nanoscale zero valent iron,nZVI）[15-16].ZVI粒径的不同不仅会造成其自身物化性质的差异,同时也会对 ZVI-BIO耦合系统中微生物的活性产生不同的影响[17].众所周知,ZVI的粒径越小,比表面积越大,相应的反应活性越高;当 ZVI的粒径由微米级减至纳米级时,其比表面积可由 1m2/g增至 20～40m2/g,反应活性提高了10～1000倍以上[18].但是 nZVI在应用中也存在一些不利的方面.例如,nZVI相对于mZVI、颗粒铁来说更容易团聚,对目标污染物的选择性较差[16],且具有较高的微生物毒性[19].总的来说,在实际应用中不同粒径的 ZVI各有利弊,需要根据实际应用环境和需求来调控 ZVI的粒径,以达到最优的修复效果.

表1 零价铁与微生物耦合体系中零价铁的特征Table 1 Characteristics of zero-valent iron in the ZVI-BIO coupled system

1.1.2 零价铁的改性 ZVI,尤其是微细 ZVI颗粒之间存在相互作用力,在地下水中易于团聚,导致ZVI的活性降低;同时当 ZVI进入含水层后与原位微生物直接接触可能产生毒害作用,不利于ZVI-BIO 体系对污染物的降解.因此,相关研究对nZVI进行了改性与修饰,在提高 nZVI的迁移性和稳定性同时通过减少微生物与nZVI的直接接触降低ZVI的生物毒性[25,30].目前,在ZVI-BIO体系中常用的改性 ZVI主要包括包覆型 ZVI和负载型ZVI[31-32].包覆型 ZVI,主要利用可生物降解的聚合物（例如羧甲基纤维素、聚天冬氨酸等）对ZVI进行改性,能够增强 ZVI颗粒之间的静电斥力从而提高ZVI的稳定性[33],减少ZVI与微生物的直接接触,同时为微生物提供电子供体或碳源以刺激微生物的生长与繁殖[25,30,34].Li等[33]研究了表面包覆合成聚合物和天然有机物的nZVI对微生物的毒性,结果表明裸露的nZVI对细胞有明显的粘附作用,包覆合成聚合物或天然有机物的nZVI对细胞的粘附作用明显减弱,从而有效地降低 nZVI的生物毒性.负载型ZVI,主要利用低毒性的吸附材料（例如生物碳）作为负载骨架,增强ZVI的分散性,同时通过吸附污染物增强污染物与ZVI之间的电子传递[7,34].Oh等[27]研究表明,生物碳的催化与吸附作用促进了 ZVI-BIO体系的厌氧反硝化作用然而,也有人指出改性后的ZVI可能会减少ZVI表面活性位点或阻碍ZVI与污染物之间的电子传递[10],进而对修复效果产生负面影响.因此,在实际场地应用前,需通过小试试验,综合考虑改性对ZVI迁移性、活性、寿命和生物毒性的影响,为是否在耦合体系中选用改性 ZVI提供依据.

1.2 微生物来源及特征

在实际地下水修复中,往往通过注入 ZVI与原位含水层中的微生物进行耦合以达到去除污染物的目的,基于此,大量的研究普遍采用污染含水层的原位介质、从原位介质中纯化出的高效菌种或者和含水层介质具有相似环境特性的其他介质作为微生物菌源开展研究.

1.2.1 原位微生物 在实际场地应用中,地下水中的微生物会因外来ZVI的刺激作用而强化活性或实现群落构成上的定向演化[35].Kocur等[30]研究表明,ZVI注入原位污染场地后,微生物群落丰度增加了1个数量级.为模拟真实的地下水生物环境,许多研究采用了原位污染场地含水层或沉积物中的微生物耦合ZVI进行地下水污染的修复研究,或通过长期观察 ZVI注入后原位微生物的群落变化情况来证实原位微生物在污染物去除过程中的作用[35-38].吴乃瑾等[39]采用废弃化工厂氯代烃污染区的第一含水层中地下水及含水层土壤作为微生物来源用以模拟真实污染场地中 mZVI与微生物耦合去除污染物的过程.Newsome等[40]采用了地下水或沉积物中的微生物来模拟实际应用中铁纳米粒子的加入对原位微生物群落的影响.Koenig等[37]采用了氯代烃污染场地的微生物作为菌种来源,并用目标污染物对微生物进行进一步的富集、驯化.

1.2.2 实验室高效菌种 污染场地中的微生物由于长期受到污染物的驯化作用,往往具有较高的降解特定污染物的潜能.因此,实验室研究中常选用从原位环境中已分离出的高效单菌或混菌来开展研究[41].例如,Rónavári等[17]从具有脱氯活性的厌氧菌群中分离出的脱氯微生物可以以乙酸盐为电子供体与ZVI耦合实现氯代烃的彻底降解,该混菌中含有丰富的脱氯球菌、硫酸盐还原菌以及其他各种微生物.Xiu等[42]从具有脱氯活性的产甲烷联合体中分离出来的脱氯菌群能够迅速将三氯乙烯（trichloroethene,TCE）脱氯为乙烯,且将该菌群用于氯代烃污染源区的生物强化,表现出良好的脱氯效果.

1.2.3 厌氧活性污泥 厌氧活性污泥具有与地下含水层相似的厌氧环境,可能含有丰富的与原位群落构成相近的厌氧微生物,且廉价易得.因此大量的研究选择厌氧活性污泥作为替代性菌源开展实验室研究.通常采用目标污染物对活性污泥进行驯化以模拟污染场地中的群落组成[43-44],当活性污泥中的混菌经过目标污染物驯化后,能够降解目标污染物的种群成为优势种群[8,37].Zhong等[45]采用活性污泥作为菌源,在厌氧反应器中进行驯化使铬还原菌成为优势菌群.

2 ZVI-BIO耦合体系去除污染物的作用效能及影响因素

2.1 耦合体系修复地下水中氯代烃污染

2.1.1 耦合体系对氯代烃的降解机制 氯代脂肪烃（chlorinated aliphatic hydrocarbons,CAHs）,例如TCE、三氯乙烷（trichloroethane,TCA）等作为有机溶剂、电子元件的清洗剂以及重要化工原料已被广泛的应用于现代工业中,然而由于过去不当的处理处置导致大量的 CAHs进入地下水环境中.ZVI-BIO耦合系统主要有三种途径降解 CAHs（图 2）:（1）ZVI作为还原剂与 CAHs发生氧化还原反应,实现对CAHs的脱氯过程,这是 ZVI降解 CAHs的主要途径[38,46].（2）微生物可以利用ZVI腐蚀产生的H2或水中简单的有机物（如乙酸）作为电子供体,与作为电子受体的 CAHs发生生物氧化还原反应从而实现CAHs的还原脱氯[47],是氯代烃厌氧生物降解的主要途径.（3）ZVI将 CAHs降解为简单的中间化合物后,微生物作为后续的补充手段进一步将污染物完全降解.此外,一些微生物还可以通过共代谢的方式实现对CAHs的降解[38].以典型CAHs三氯乙烷为例,其可分别通过化学路径和生物路径进行还原,产物有所不同（图1）.

图1 ZVI-BIO体系对三氯乙烷的降解机制[21]Fig.1 The degradation mechanism of CAHs in the ZVI-BIO system[21]

图2 ZVI-BIO体系对污染物的降解机制Fig.2 The degradation mechanism of pollutants in the ZVI-BIO coupled system

2.1.2 耦合体系中氯代烃的降解效率与产物构成 ZVI-BIO耦合体系对CAHs的降解是生物和化学方法共同作用的结果,且不同阶段主导作用机制会发生交替性变化.在反应初始阶段,ZVI与 CAHs的生物毒性作用造成生物降解滞后,此时化学还原是污染物降解的主要途径.[48-50],随后微生物活性恢复,将CAHs及其次级产物进一步降解[25].如表2所示,ZVI-BIO对氯代烃的降解效率与速率优于单一的微生物体系与 ZVI体系,同时原位污染场地实验表明,ZVI的注入刺激了原位微生物的生长代谢,促进了CAHs进一步降解[36].但ZVI的注入改变了原有的脱氯路径,Lampron等[46]研究表明,ZVI-BIO耦合体系中ZVI的加入造成了大量有毒中间体氯乙烯的积累;考虑到 CAHs的中间产物仍具有毒性作用,因此在实际应用中,不仅需要考虑 CAHs的降解效率,同时也需要考虑中间产物的累积与最终降解产物的化学特性.相对于单一的ZVI体系,ZVI-BIO耦合体系对 CAHs的还原更加完全,最终产物中存在更多乙烯、乙烷等非氯代化合物[52],相对于单一的微生物体系,ZVI-BIO耦合体系可以有效缩短 CAHs的降解时间.如表3所示,相关研究进行了ZVI-BIO耦合体系修复氯代烃污染的场地实验,将 ZVI原位注入污染场地刺激原位微生物的脱氯作用,以实现氯代烃的高效降解,结果表明,ZVI的加入有效的刺激了原位脱氯菌的生长,同时地下水中的氯代烃的降解率达到了90%以上[21,29].

表2 零价铁与微生物耦合体系对氯代烃的去除效率Table 2 CAHs removal efficiency in the ZVI-BIO coupled system

表3 零价铁与微生物耦合体系降解氯代烃的场地应用Table 3 Field application cases of the ZVI-BIO coupled system to remediate CAHs pollution

2.2 耦合体系对重金属的去除效能

2.2.1 耦合体系对重金属的去除机制 在工矿业生产、农业施肥和再生水回灌等过程中,许多重金属（例如 Cu、Cr、Zn等）会随地表径流下渗进入地下水中,造成地下水中重金属含量超标,给自然环境与人体健康造成极大危害.重金属的毒性不仅与其含量相关,还受到其生物可利用性的影响.ZVI-BIO耦合系统可通过转变重金属的价态或形态来降低其生物可利用性,进而实现对重金属污染的修复,将重金属由毒性较大的价态转化为低毒性的价态或以沉淀、共沉淀的形式将其固定以减少毒性、降低生物可利用性.如图2所示,ZVI-BIO耦合体系对重金属的去除机制主要包括:（1）ZVI及其腐蚀产生的二价铁作为还原剂还原一些重金属（例如 Cu（II）、Cr（VI）、Cd（II）、Pb（II）等）,并进一步与水中游离的氢氧根结合形成难溶性的沉淀[26,34].（2）ZVI与水或氧反应生成的氢氧根离子和铁氧化物与重金属结合形成低溶性或不溶性的沉淀[54-55].（3）微生物可以将ZVI的腐蚀产物转化为绿绣（Green rusts,GR）、磁铁矿、针铁矿等具有一定的吸附能力的活性物质,能够吸附重金属并将其包覆在ZVI表面的氧化膜中形成不溶性沉淀[26].（4）微生物（例如产甲烷菌、产乙酸菌、硫酸盐还原菌（sulfate reducing bacteria,SBR）等）能够以 H2作为电子供体将重金属直接还原为低毒性的价态,或者微生物的代谢产物（例如铁还原菌（iron reducing bacteria,IRB）的还原产物二价铁）也可将高价态的重金属间接还原.同时,一些特殊的微生物,例如SBR,可以将地下水中的硫酸盐还原为H2S、HS-、S2-等阴离子,并与重金属离子形成沉淀,此过程称为生物还原沉淀.（5）微生物细胞内的多肽、蛋白质等能够与重金属离子相结合,进而沉淀在细胞内部或通过分泌胞外聚合物（extracellular polymeric substance,EPS）与重金属螯合从而降低重金属的毒性,此过程称为生物吸附.

2.2.2 耦合体系中重金属的去除效率与产物构成ZVI与微生物的协同作用增强了ZVI-BIO体系对重金属的去除率与去除速率,如表 4所示,耦合体系对重金属的去除效率优于单一微生物或 ZVI体系.汤洁等[56]研究了铁屑与微生物协同条件下对铬的去除作用,结果发现ZVI-BIO体系在18h内对Cr（VI）的去除率达到了100%,单一微生物体系在18h内对Cr（VI）的去除率为60%,30h内去除率为77%,单一的ZVI体系在9h对Cr（VI）的去除率为22%,30h后仍然是28%左右,且ZVI-BIO耦合体系中二价铁的含量高于 ZVI体系的二价铁含量.另外,Yin等[33]研究发现ZVI-BIO耦合体系中,铁活性矿物（例如绿绣、纤铁矿等）含量明显高于单一的 mZVI体系,耦合体系对 Cr（VI）的去除效率是单一 ZVI体系的 4.3倍,且相较于单一 ZVI体系具有更长的使用寿命;说明微生物增强了ZVI的反应活性,从而使ZVI-BIO体系更适用于重金属的去除.ZVI与微生物之间的交互作用会引起钝化物和微生物代谢活性的改变,因此造成 ZVI-BIO耦合体系中重金属的最终含量与形态相较于单一体系存在差异.大量的研究表明,ZVI-BIO耦合体系对重金属的去除产物的稳定性高于单一体系[14,58-59].Li等[59]发现ZVI与SBR耦合体系中,SBR产生的硫化物会与重金属结合形成难溶性沉淀或与铁腐蚀产物形成硫化铁沉淀,硫化铁进一步与重金属螯合形成稳定性更强的沉淀.方一莉等[60]研究表明ZVI-BIO协同体系中64%的高毒性、可生物利用的易溶态Cr（VI）转变为铬铁氧化物和铬铁氢氧化物,随后的铁矿物转化过程中嵌入晶相,从而以低毒害、难生物利用的难溶态沉淀稳定在固相中.

表4 零价铁与微生物耦合体系对重金属的去除效率Table 4 Heavy metals removal efficiency in the ZVI-BIO coupled system

2.3 耦合体系对硝酸盐的去除效能

2.3.1 耦合体系对硝酸盐的去除机制 由于工业废水、生活污水的排放以及农业中含氮肥料的过量使用,导致地下水硝酸盐浓度持续增加,使得众多地区存在地下水硝酸盐超标的问题;硝酸盐在人体内经硝酸盐还原酶作用生成亚硝酸盐,亚硝酸盐与多种癌症有关,并增加了婴儿高铁血红蛋白血症等疾病的风险.ZVI-BIO耦合体系对硝酸盐的转化机制主要如下[61-62]:首先,ZVI对硝酸盐的还原作用,具体可用式（1）～式（3）来描述,其中铵根（NH4+）为 ZVI的主要还原产物[31];其次,反硝化细菌通过一系列的还原酶将硝酸盐（NO3-）和亚硝酸盐（NO2-）还原为气态氮氧化物和氮气（N2）的过程,根据碳源的不同可分为自养反硝化和异养反硝化[2,63],其反应式见式（5）～式（6）;另外,ZVI与水反应生成氢气可作为氢自养反硝化菌的电子供体,从而弥补了地下水中电子供体的不足[15],促进了微生物的反硝化作用,其反应见式（4）～式（5）.

2.3.2 耦合体系中硝酸盐的去除效率与产物构成 相关研究表明,在不存在电子供体的情况下,微生物几乎不能还原硝酸盐[64],这成为硝酸盐污染生物修复的屏障.而ZVI能够快速、高效地还原硝酸盐,但ZVI去除硝酸盐的主要产物为氨氮,容易造成二次污染同时会对微生物产生毒害作用[65].ZVIBIO耦合体系可在一定程度上缓解以上单一系统中存在的问题.如表5所示,ZVI-BIO耦合体系对硝酸盐的去除效率高于单一体系[15,64],在保证耦合体系去除效率的前提下,往往需要调控外在条件的改变以减少耦合体系中氨氮的产生.Till等[62]认为耦合体系中存在生物与化学反应的动力学竞争,ZVI的活性越高越不利于微生物反硝化的进行,进而造成大量氨氮的产生.ZVI-BIO耦合体系对硝酸盐的去除存在适应阶段与对数阶段[15],反应初期的化学还原可能是 ZVI的生物毒性抑制了污染物的生物降解[63,66-67],或者是微生物的存在促进了ZVI与水之间的反应,阻碍了ZVI与硝酸盐之间的电子传递,从而减少了氨氮的生成[31].An等[66]研究了耦合系统对硝酸盐的去除,结果发现在反应前 4d,近 53%的硝酸盐被去除,大部分被还原成氨氮,而这一时期生物量未见明显的增加,表明非生物还原是这一时期硝酸盐去除的主要机制,4d后生物量明显增加,且在硝酸盐去除过程中未见大量的氨氮生成,这可能是因为氢自养反硝化细菌吸附在 ZVI表面或改变ZVI表面的钝化产物构成阻碍了ZVI与硝酸盐之间的电子转移.

表5 零价铁与微生物耦合体系对硝酸盐的去除效率Table 5 Nitrate removal efficiency in the ZVI-BIO coupled system

2.4 耦合系统对污染物去除效率的影响因素

先前的研究表明,很多因素都会对 ZVI-BIO体系的降解效率产生影响,例如污染物的类型、ZVI的粒径和浓度、微生物所需的碳源、pH值、温度、地下水中共存的有机物和无机物等[69].关于影响ZVI-BIO耦合体系的降解效率的各个因素,此前已有论文详细介绍了单个影响因子的影响规律[11,49],因此本文仅从材料本身与环境因素两个方面进行概要性总结,并对此前未被提及的其他影响因素（例如微生物含量）进行补充.

2.4.1 材料自身特性的影响 在 ZVI-BIO体系中,ZVI自身的参数特征和微生物的变化都会对该体系的降解效率起着关键性的作用.ZVI的粒径和浓度是ZVI-BIO体系的重要影响因素.一方面,nZVI相对于 mZVI和颗粒铁来说比表面积较大,活性位点多,腐蚀速率高[10,70].另一方面,ZVI的粒径越小,浓度越高,毒性越大[26,43]进而影响耦合体系对污染物的降解效率[71].Kumar等[72]研究发现当nZVI的浓度高于0.5g/L时,SBR的活性受到了抑制.Yin等[43]研究表明当ZVI的浓度在1～3mg/L时,随着ZVI浓度的增加,耦合系统的去除效率逐渐增加.因此,选择合适的ZVI粒径与浓度会提高ZVI-BIO体系对污染物的去除效率.

微生物的浓度（生物量）也会对ZVI-BIO耦合系统产生一定的影响.一方面,生物量的大小影响微生物对污染物吸附的能力[27];另一方面,生物量的增多会增强微生物对污染物的还原去除作用,但是过多的微生物可能会吸附在 ZVI表面,从而阻碍了污染物与ZVI之间的电子传递,减少ZVI表面的活性位点[15].An等[66]研究表明在OD422为0.009～0.026时生物量的增加会使反硝化细菌对硝酸盐的竞争增强从而减少了氨氮的生成,但生物量过多会受限于电子供体的不足而减慢微生物的生长.

2.4.2 环境因子的影响 对 ZVI-BIO体系可产生影响的环境因子主要包括pH值、DO、温度、有机物、无机物等,其影响主要体现在几个方面:（1）影响微生物的生长与繁殖,pH值、温度是影响微生物活性的重要因素,过高或过低的温度、pH值都不利于微生物的生长与繁殖,进而影响微生物对污染物的降解效率[43,73].Yin等[43]研究表明,当ZVI-BIO耦合系统的pH值从6降到5时污染物的去除率随之降低,这可能是较低的 pH 值抑制了微生物的活性.而地下水中部分有机物的存在,例如腐殖酸、富里酸等能够为微生物的生长提供碳源与电子供体从而促进微生物对污染物的去除.（2）影响 ZVI的腐蚀程度与活性位点.例如,有机物、无机物能吸附在 ZVI表面从而阻碍其与污染物之间的电子传递,或与 ZVI腐蚀产物结合改变其构成从而影响修复效率.此外,研究发现腐殖酸能够与ZVI腐蚀产物发生螯合作用形成复杂的产物从而阻碍ZVI与目标污染物的反应,降低污染物去除效率.高浓度的硝酸盐会与氧化铁络合形成钝化层阻碍污染物与ZVI之间的电子传递,从而影响污染物的降解效率[49,74].地下水并不是严格的厌氧环境,溶解氧的存在可能会加速 ZVI的腐蚀从而影响污染物的非生物降解,同时,在耦合体系中,溶解氧作为微生物的电子供体可以被微生物迅速利用,从而减缓了DO对零价铁腐蚀的影响[43].（3）与目标污染物竞争电子供体.地下水中存在许多其它电子受体,例如硝酸盐、硫酸盐、碳酸盐等,会与污染物竞争电子供体,从而影响目标污染物的降解效率.Barnes等[47]发现在浓度为1200mg/L的硫酸盐存在时,硫酸盐还原菌利用电子供体的能力强于脱氯菌,从而会优先降解硫酸盐,从而降低污染物的去除效率.

3 零价铁与微生物耦合体系的内在交互作用机制

ZVI-BIO耦合体系对于污染物的降解效率普遍高于单一的微生物系统和 ZVI系统,但是耦合体系的去除效率并不是简单的叠加关系,而是相互作用的结果[8].ZVI与微生物之间的交互作用能够有效的解决ZVI表面钝化层和微生物缺少电子供体的问题,但同时也会以某些方式彼此抑制.因此,了解 ZVI与微生物之间的交互作用机制有助于准确评价ZVI-BIO系统在实际过程中的可行性.ZVI与微生物的交互作用如图3所示.

图3 零价铁与微生物之间的交互作用Fig.3 Interaction between zero-valent iron and microorganisms

3.1 零价铁对微生物作用的促进机制

3.1.1 零价铁改变了水化学条件 ZVI-BIO耦合系统中ZVI可以通过改变pH值、ORP等水化学条件从而为微生物提供更有利的环境来增强微生物自身的生长活性以及群落多样性[14,47].Zhang等[14]对比了单一微生物系统与ZVI-BIO系统中ORP的变化,ZVI的存在消耗了水中的DO、降低了水中的ORP,从而为 SBR生长和硫酸盐还原活性的增强创造了更有利的厌氧环境.

3.1.2 零价铁为微生物提供电子供体 ZVI可通过直接或间接的方式为微生物提供电子供体以促进微生物对污染物的降解.首先,ZVI可以为微生物提供电子供体从而促进微生物的生长与繁殖[47,75-76].1987年首次证明了 ZVI在微生物利用二氧化碳产甲烷的过程中可作为微生物的电子供体[77].其次,ZVI可以与水反应产生 H2供微生物利用[66,78],1998年Till等[62]通过自制连颈瓶实验证明了ZVI产生的H2可以作为氢自养反硝化菌的电子供体来促进反硝化菌对硝酸盐的去除.但是ZVI腐蚀产生H2的量可能会影响微生物的群落结构,这是因为不同的微生物有不同的氢阈值,当ZVI的浓度为1g/L时,虽然抑制了脱氯菌的生长但是却大大促进了产甲烷菌的生长,可能是由于ZVI腐蚀产生了大量的H2达到了产甲烷菌的氢阈值,从而更适合产甲烷菌的生长.此外,ZVI腐蚀产生的Fe2+也可以作为微生物的电子供体,研究表明,Fe2+与微生物的耦合体系在 14d内可将 80%的硝酸盐还原,而单一的 Fe2+系统并没有观察到硝酸盐的还原,表明 Fe2+可以作为微生物还原硝酸盐的电子供体[64].

3.1.3 零价铁降低了污染物的生物毒性 地下水中污染物大多数会对微生物产生很大的毒害作用,在ZVI-BIO耦合体系中,通过ZVI对污染物的化学还原可以快速去除一部分污染物,从而降低污染物对微生物的毒性作用,缩短微生物的适应期以强化微生物对污染物的降解作用;另外,ZVI腐蚀产生Fe2+、铁氧化物也可以通过絮凝、沉淀、还原的作用去除污染物从而减轻污染物对微生物的毒害作用[79].

3.2 零价铁对微生物作用的抑制机制

ZVI对微生物的不利影响主要是源于其对微生物的细胞毒害作用.ZVI与微生物直接接触会破坏微生物细胞膜结构,使细胞膜通透性增加,外部离子进入细胞内造成 DNA和蛋白质的损害[80-82];同时ZVI的加入生成的内源性活性氧引起细胞的氧化应激反应,使细胞蛋白质和核酸变性后造成细胞失活[83].相关研究采用扫描电镜和透射电镜对细胞形态进行分析,结果表明经过nZVI处理的微生物细胞表面黏附的大量表面粗糙多孔的 ZVI颗粒,且细胞分裂明显,说明 ZVI破坏了细胞膜结构,从而导致细胞失活[80].但是,ZVI对微生物的抑制作用是阶段性的,在耦合体系中,前期因为 ZVI的毒性作用会抑制微生物的生长,但随着ZVI逐渐钝化在ZVI表面形成钝化膜,其生物毒性逐渐减弱后微生物可以恢复其活性[63].

3.3 微生物对零价铁作用的促进机制

ZVI表面腐蚀产物的产生是影响ZVI活性的关键原因,腐蚀产物的产生会影响 ZVI与污染物之间的电子转移,从而影响ZVI的反应活性.在ZVI-BIO系统中,一些微生物的存在能够清除 ZVI表面的腐蚀产物恢复零价铁的活性中心[13,84],进而提高了耦合系统对污染物的降解效率,延长 ZVI的使用寿命[84].Gerlach等[85]研究表明,铁还原菌能够将 ZVI表面的 Fe3+还原为Fe2+,破坏 ZVI表面的钝化层,提供了更多的活性位点促进 ZVI对污染物的降解,其还原产物 Fe2+能够进一步用于污染物的降解[84].此外,微生物可以改变 ZVI表面钝化产物的构成,诱导ZVI腐蚀产生高活性矿物（例如绿绣、纤铁矿、磁铁矿等）来吸附降解污染物[86],据报道,绿绣中含有75%的 Fe2+化合物,且比其溶解性的 Fe2+更具反应性[45].Yin等[26]研究表明ZVI-BIO体系中ZVI表面产生了活性较高的矿物质,这些物质能够吸附并还原Cr（VI）,同时提高了污染物与 ZVI之间的电子传递.最后,在微生物新陈代谢过程中会产生大量的酸性物质降低体系的pH值,使ZVI表面氧化膜溶解,从而恢复ZVI的反应活性.

3.4 微生物对零价铁作用的抑制机制

微生物对ZVI的抑制作用主要是微生物阻碍了ZVI与污染物之间的电子转移.首先,在ZVI-BIO耦合体系中,微生物吸附在ZVI表面减少了ZVI表面的活性位点,阻碍了污染物与 ZVI之间的电子转移[13].其次,一些微生物的存在可能会加剧ZVI表面的钝化,改变ZVI表面钝化产物的构成,诱导ZVI腐蚀产生非晶态铁氧化物,从而影响 ZVI与污染物之间的电子传递[26,63,74],降低 ZVI的反应活性.Honetschlägerová等[13]研究了IRB对nZVI去除TCE的影响,结果发现在 ZVI-BIO耦合体系中产生了低溶性或不溶性的FeOOH阻碍了污染物与ZVI之间的电子转移,降低了ZVI对TCE的去除率.An等[63]研究表明单一 ZVI系统,钝化产物主要由 Fe3O4和Fe2O3组成,而在微生物的存在下,其钝化产物转变为非晶态的 FeOOH,钝化产物的改变影响了硝酸盐与 ZVI之间的电子转移,从而抑制了硝酸盐的化学还原.

4 结语

虽然 ZVI-BIO耦合技术在地下水修复方面具有很大的潜力,但仍存在一些问题与挑战需要进一步研究.

（1）大多数研究表明ZVI的粒径、浓度、含量等特征参数可以影响 ZVI-BIO耦合系统的降解效率,但是关于如何通过调控注入ZVI的相关参数来定向激发原位生物过程的研究尚少,因此,今后研究中应加强通过调控注入 ZVI的特征参数（粒径、浓度、含量、修饰与改性）来定向优化ZVI-BIO耦合系统修复效率的相关研究.

（2）地下水系统是一个复杂的环境,往往存在着多种有机或无机组分,其中某些共存的电子受体（例如硝酸盐、硫酸盐等）会与污染物竞争电子,从而影响污染物的去除效率,因此,在研究中需要关注这些共存电子受体对目标污染物的电子竞争问题,以期提高耦合系统的去除效率.

（3）ZVI-BIO耦合体系对污染物的去除效能不是生物-非生物作用的简单叠加,而是相互影响的结果.但是目前针对耦合体系强化去除污染物的内在机制尚未形成统一的认识.为了从微观上阐释耦合体系强化修复的内在原理和从理论上指导耦合体系的自驱动激发过程,需要精确诊断和深入解析地下含水层中ZVI和微生物之间交互驱动的关键作用过程.

（4）目前,在针对ZVI-BIO耦合体系修复效果进行评估和优化时,多是以污染物的去除效率与去除速率作为关键指标,而忽略了该环境下可能产生的所有产物构成及其引发的环境效应.因此,在研究中需要关注不同条件下耦合体系对污染物去除的产物差异以及产物的环境效应.