生物反硝化是实现氮排放标准和维持全球氮平衡的关键步骤，在废水处理中具有重要意义，依赖于碳氧化和氮还原之间的电子转移。然而，随着工业化的快速发展，工业废水中重金属和有机污染物的共存已成为一个严峻的环境挑战，它们共同引起的复合毒性会干扰电子转移、氧化还原平衡和微生物代谢[1]。Cr(VI)和4-氯酚（4-CP）是制革、染料、造纸和农药制造废水中的典型污染物，会阻碍氮的去除[2]，[3]。了解Cr(VI)-4-CP对反硝化的联合抑制机制并缓解其抑制作用对于可持续的氮管理和复杂的工业废水生物处理过程至关重要。
以往关于Cr(VI)或4-CP对反硝化影响的研究主要集中在单个污染物的影响上。例如，当Cr(VI)浓度在自养和异养反硝化系统中超过5毫克/升和15毫克/升时[4]，[5]，会诱导微生物氧化应激和活性氧（ROS）的积累，导致膜通透性严重受损[6]。此外，5-100毫克/升的4-CP会导致严重的脂质过氧化，并通过诱导131.1-163.5%的ROS积累和15.5-24.7%的ATP分泌来抑制氮的去除[7]。值得注意的是，4-CP可以通过抑制葡萄糖代谢酶替代葡萄糖作为主要的电子供体，降低微生物活性，从而阻碍电子供应，造成碳源受限的环境[7]。同时，Cr(VI)获得的细胞色素（cyt.c）将电子转移给Cr(III)，与氮氧化物竞争碳源中的电子，导致电子消耗减少[8]。此外，Cr(VI)的存在可能改变NO3--N还原的电子流动过程，使部分电子流向异化硝酸盐还原（DNRA）过程，而不是全部用于反硝化[9]。因此，Cr(VI)和4-CP的共存会通过干扰整个电子供应-消耗过程来影响污染物和氮的相互作用。Cr(VI)和4-CP的毒性在反硝化系统中表现出协同效应，抑制了关键微生物活性并破坏了污染物降解和反硝化之间的自然平衡[1]。尽管长期共存后Cr(VI)/4-CP的毒性得到了缓解，但反硝化效率仅在156天后恢复到了31.4%[1]。因此，Cr(VI)和4-CP之间的复杂相互作用机制使得受到这两种物质共同影响的反硝化系统比仅受到单一物质影响的系统更难恢复。目前，开发有效的策略来帮助快速恢复和保持Cr(VI)-4-CP压力下的反硝化系统的抗毒性记忆至关重要，但这一点尚未得到充分研究。
目前，受抑制系统的恢复主要依赖于传统策略，包括调整进水组成、控制溶解氧和调节污泥回流[10]，[11]，这些方法难以维持系统在再次受到压力时的抗毒性能力。功能性微生物驯化已被证明能够有效抵抗2,4,6-三氯酚，并且这种能力可以“遗传”给后续培养的硝化污泥[12]。然而，通过驯化提高微生物的抗毒性需要时间。尽管由生长因子和电子穿梭体组成的生物促进剂已被证明可以有效恢复受Cr(VI)抑制的反硝化，但其适用于复杂共污染系统的效果尚不明确[13]。由于Cr(VI)和4-CP不仅具有联合毒性，还会干扰生物电子转移和碳-氮代谢，因此恢复受Cr(VI)-4-CP共同抑制的反硝化更加困难。与单一Cr(VI)抑制不同，4-CP既可作为胁迫因素，也可作为芳香环裂解和脱氯过程中的潜在碳源[7]。因此，将4-CP转化为可用的电子供体可以提高C/N比，减少Cr(VI)和NO3--N之间的电子竞争，从而构建能够同时去除Cr(VI)和4-CP的耦合反硝化系统。我们之前的研究表明，由磷钼酸（PMo12）和生长因子（生物素、细胞分裂素和L-天冬氨酸）组成的生物促进剂可以有效实现4-CP的高效生物降解，将其转化为有用的反硝化电子供体[14]。在受到4-CP和Cr(VI)压力影响的反硝化系统中，生长因子可以使生物量在有毒应力下增加7.07毫克/立方厘米体积（mg-VSS/cm3），保持生物系统的活性[14]。此外，PMo12在选择新的Cr(VI)降解优势菌株方面发挥了关键作用[15]。然而，大多数现有研究都集中在恢复被单一污染物抑制的生物系统上，尚未探索生物促进剂是否能够在Cr(VI)-4-CP复合应力下重新平衡碳-氮代谢并减少电子竞争。此外，生物系统在实际废水处理过程中经常暴露于有毒的再压力环境中。目前尚不清楚经过生物促进剂恢复的反硝化系统是否能够发展并保持抗毒性记忆，从而在恢复后迅速恢复性能并抵抗Cr(VI)-4-CP的再压力。
本研究开发了基本的、含有电子穿梭体的和复合的生物促进剂，以恢复受Cr(VI)-4-CP压力影响的反硝化过程，并通过两个周期的应力-恢复实验探索了生物促进剂的抗毒性记忆保持能力。从Cr(VI)和4-CP的转化变化、铬迁移模式的调节、受损细胞的修复以及细胞内外电子传递的形成等方面探讨了恢复和抗毒性记忆的保持机制。此外，还进一步研究了在生物促进剂辅助下的微生物群落演化和碳氮代谢功能的遗传适应性。
