基于硫源介導的低碳脫氮技術研究進展

陳 川，張 雨，張 權，樊凱麗

哈爾濱工業大學環境學院，城市水資源與水環境國家重點實驗室，黑龍江 哈爾濱 150090

氮含量是衡量水質的關鍵指標之一，污水處理廠(waste water treatment plant，WWTP)的高效脫氮是解決全球氮污染并保護人類健康的重要保障[1-2]. 此外，作為溫室氣體，N2O 所導致的全球變暖潛力約為CO2的300 倍，其中污水處理廠產生的N2O 約占全球N2O 排放量的3%[3]. 因此，污水處理過程中N2O 的排放已成為不可忽視的碳足跡[4]. 傳統異養反硝化工藝(heterotrophic denitrification，HD)作為目前主流的生物脫氮工藝，具有效率高、適用性強等優點[5]. 然而，HD 工藝明顯受到碳源依賴性的限制. 中國市政污水大多具有低C/N 的特點[6]，因此需要額外補充有機碳源以確保HD 的高效脫氮，這不僅會提高運行成本，更增加了碳排放. 因此，在國家“雙碳”目標的重要背景下，亟待開發低碳脫氮新技術并推進工程化應用進程[7].

自養生物脫氮工藝因其成本效益高、污泥產量低等優點，近年來不斷被推廣. 作為自養反硝化工藝重要代表之一，硫自養反硝化(sulfur-driven autotrophic denitrification，SDAD) 是指在缺氧或厭氧條件下，由硫氧化細菌氧化還原態硫(S2—、S0、S2O32—等)同步耦合硝酸鹽或亞硝酸鹽還原為氮氣的生物過程(見圖1). 由于無需外加碳源，SDAD 可以在一定程度上克服上述HD 工藝的瓶頸，具有顯著的減碳效益. 同時，SDAD 中N2O 的排放量僅為HD 工藝的1/5，從而通過降低溫室氣體排放而實現了雙重減碳[8]. 此外，在硫自養代謝下，可控制還原系硫化物氧化至單質硫，以此進行回收，這一特性使其在廢物資源化利用方面也有著巨大的發展潛力. 近年來，SDAD 工藝在機理研究方面取得重要進展，進一步提高了氮素去除效率，并在廢水脫氮領域實現了工程應用.

圖1 不同電子供體介導的硫自養反硝化原理Fig.1 Principle of sulfur-driven autotrophic denitrification mediated by different electron donors

鑒于此，本文系統地梳理了SDAD 及其衍生工藝的低碳脫氮技術研究現狀，具體包括SDAD、硫歧化(sulfur disproportionation，SD)、自養-異養聯合反硝化(integrated autotrophic-heterotrophic denitrification，IAHD)等工藝的效能優化、功能菌群結構、關鍵代謝機制、溫室氣體(N2O) 減排及工程應用等. 此外，系統討論了以SDAD 為技術核心的污水脫氮工藝所面臨的挑戰并對未來進行展望，以期進一步推動SDAD 工藝的實際應用，為“雙碳”目標下污水的深度脫氮提供理論依據和技術支撐.

1 不同電子供體下硫自養反硝化的效能及參數優化

電子供體的選擇是影響SDAD 工藝性能的關鍵因素. SDAD 工藝常用的電子供體可劃分為單質硫(S0)、硫化物(S2—)和硫代硫酸鹽(S2O32—)，并以硝酸鹽或亞酸鹽作為電子受體，同時通過氧化還原態硫獲取能量，將硝酸鹽或亞酸鹽逐步還原為氮氣，其反應過程需要少量的氨鹽作為生長氮源. 具體反應方程式及優缺點如表1 所示.

表1 硫自養反硝化常見電子供體化學反應方程式及優缺點Table 1 Equations for common electron donor chemical reactions and advantages and disadvantages of sulfur-driven autotrophic denitrification

1.1 單質硫作為電子供體

單質硫(S0) 是一種無毒、易得、價格低廉的材料. 考慮到運行成本和硫酸鹽產量，基于S0的自養反硝化比硫代硫酸鹽或硫化物驅動的自養反硝化更具有競爭優勢，已經逐漸成為SDAD 工藝的首選電子供體[9]. 控制中性環境是基于S0的自養反硝化工藝有效運行的重要保證. SDAD 是一種產酸工藝，研究表明，每去除1 g 硝酸鹽將會消耗4.57 g 的堿度(以CaCO3計)[10]. 為了應對SDAD 堿度的消耗以及副產物硫酸鹽排放并由其還原產物硫化氫引起的水體黑臭問題，Wang 等[11]將人工濕地與硫自養反硝化相結合并在此基礎上形成混養反硝化，結果表明，硫酸鹽的產量隨著外部碳源的增加而顯著減少(C/N 為0.5～2 時，硫酸鹽產量降低了26.3%～56.1%)，這表明異養反硝化有助于減緩硫酸鹽的產生. Zhu 等[12]提出了一種新型S0與菱鐵礦(FeCO3) 耦合脫氮工藝；FeCO3作為緩沖劑并為反應額外提供電子供體，部分硝酸鹽由FeCO3驅動的脫氮過程去除，該工藝出水硫酸鹽產量減少了約15%，降低了二次污染的風險.

單質硫分為化學合成S0(chem-S0) 和生物生成S0(bio-S0)兩種. S0的低生物可利用性是限制硫自養反硝化速率的一個關鍵因素. 與chem-S0相比，bio-S0因其更好的分散性、更強的初始細菌黏附力和較弱的結構單元(S8分子)間結合力，而具有更高的生物可利用性[13]. Di Capua 等[14]測試了bio-S0作為硫自養反硝化的電子供體的反硝化速率，相比于chem-S0，提高了1.7 倍. bio-S0因含有胞外聚合物質(extracellular polymeric substances，EPS)而導致的高脫氮效能也被Ucar 等[15]證明，研究表明bio-S0在所有測試的硝酸鹽、亞硝酸鹽負荷率和進料策略下有著更高效的去除性能，其氮去除效率相比于chem-S0平均提高了1.5 倍. 然而bio-S0微米大小的粒徑導致其難以保留在反應體系中，從而增加潛在的硫污染風險；未來可利用膜生物反應器高效截留的特性，以進一步優化基于bio-S0的SDAD 工藝.

1.2 硫化物作為電子供體

廢水中的硫化物不僅會腐蝕管道還會產生毒性氣體H2S，采用硫化物作為自養反硝化的硫源可以達到“以廢治廢”的效果. S0是硫化物氧化過程中的中間產物. 研究發現，可在硫化物驅動的SDAD 工藝中通過沉淀分離實現S0的資源回收[16].Thauera通常具有最高的硫化物降解率和S0回收率. 其中sqr和soxB基因的表達與硫轉化密切相關，當sqr基因表達量大于lg 3.2 時，S0的回收率可在57.5%以上[17].

影響硫化物自養反硝化的關鍵因素主要是硫化物濃度和S/N. 王愛杰等[18]以硫化物為電子供體成功實現同步脫硫反硝化. 為實現較好的脫硫和脫氮的效果，最佳S/N 約為5:3，硫化物濃度應不超過300 mg/L，在此條件下S0的轉化率最高達94.0%，且隨著S/N 的降低而升高[18]. 此外，S/N 還會影響亞硝酸鹽的積累和S0的生成. Yuan 等[19]采用聚合氯化鋁(polymeric aluminum chloride，PAC)作為絮凝劑，在部分硫化物自養反硝化工藝中實現了S0的分離和回收. 當平均進水硫濃度為100 mg/L、S/N 為1.1 時，亞硝酸鹽的積累和S0的回收率分別為85.2%和73.5%，為后續厭氧氨氧化提供充足底物的同時也實現了S0的資源化回收.

硫化物作為電子供體可以克服S0溶解度低的弊端，但是高濃度的硫化物通過與酶的金屬離子(如細胞色素中的鐵)反應會抑制功能微生物的活性[20]. 已有研究表明，1 mg/L 硝酸鹽(KNO3) 完全還原為N2需要5 mmol/L 硫化物(Na2S·7H2O)，當硫化物濃度從2.5 mmol/L 升至10 mmol/L 時，其對硝酸鹽轉化和硫酸鹽生成的抑制作用均增強[21]. 基于此，Chen 等[22]研究發現，微氧條件下(即氧氣供應小于氧氣需求的環境，本研究中DO 濃度為0.4～0.8 mg/L)可促進硫化物向S0轉化并可顯著提高硝酸鹽的去除效率. 硫化物加雙氧酶(persulfidedioxygenase，Pdo)在微氧條件下被激活，硫醌氧化還原酶(sulfide quinone oxidoreductase，Sqr)的活性也得到提高，導致硫化物在微氧條件下快速氧化，從而減輕對反硝化的抑制作用[22]. 張若晨[23]通過向EGSB 反應器引入0.1～0.3 mg/L 的DO 以強化自養反硝化效能，結果表明，即使在硫化物濃度為600 mg/L 時，微氧條件下硝酸鹽的去除率也能夠達到85.1%，是厭氧條件下的5.5 倍. 然而，雖然微氧條件會導致SO42—濃度升高，但可通過調控C/N 來盡量控制SO42—產生量. 王雪廷等[24]在此基礎上建立了微氧強化硫酸鹽還原-反硝化脫硫工藝，SO42—在硫酸鹽還原菌的作用下還原為S2—，隨后在硫化物氧化菌的作用下分別以O2、硝酸鹽和亞硝酸鹽作為電子受體生成S0、SO42—和N2. 微氧條件提高了S0的轉化率，從而實現氮硫同步去除.

1.3 硫代硫酸鹽作為電子供體

硫代硫酸鹽(S2O32—) 是一種可溶性硫電子供體，由于其具有高生物可利用性和低毒性，近年來越來越多的研究聚焦于構建以硫代硫酸鹽作為電子供體的自養反硝化體系. Zhou 等[25]在研究中比較了S0、Na2S和Na2S2O3作為硫源的自養反硝化效果，結果表明，同樣運行條件下，Na2S2O3驅動的自養反硝化工藝的脫氮效能和系統穩定性最優.

但是堿度消耗大、硫酸鹽生成量高、硫代硫酸鹽化學性質不穩定是限制硫代硫酸鹽驅動的SDAD 工藝在廢水處理中大規模應用的主要因素. 當硫代硫酸鹽用作電子供體時，1 g 硝態氮的完全還原將伴隨12.15 g 硫酸鹽的產生[26]. 石灰石經常被用作堿源以維持系統pH 的穩定. 然而，高硝酸鹽負荷加速了Ca2+的釋放，從而增加了出水水質的硬度[27]. 為了解決這一問題，Miao 等[28]構建了基于填充海綿鐵和火山巖的硫代硫酸鹽自養反硝化生物濾池(sponge iron and volcanic rock biofilters filled，SIVR-BF). SIVR-BF中的硫、鐵循環有助于Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ) 的電子穿梭以及S2—、S0、Sn2—電子緩沖和能量存儲，從而提高了硝酸鹽的去除效率和電子利用率. 除硫自養反硝化外(貢獻率為64.2%～89.6%)，SIVR-BF 中同樣協同進行著其他反硝化途徑，如可緩沖pH 并降低硫酸鹽產量的鐵自養反硝化[28]. 此外，Sun 等[26]證明了混合電子供體(有機碳和硫代硫酸鹽) 條件下，SDAD 工藝的硫酸鹽產量與N2O 排放均被有效降低. 經混養反硝化處理后的廢水中硫酸鹽濃度由250 mg/L 降至150 mg/L，同時N2O 的產量約減少50%.

不同的硫源作為電子供體將導致工藝性能存在差異，硫代硫酸鹽由于其優異的生物利用度和低毒性，其SDAD 性能最優. 若考慮到運行成本，S0則是SDAD 的首選電子供體. 硫化物作為電子供體在處理有機碳、氮、硫化物共存的實際廢水中具有更廣闊的應用前景，具有“以廢治廢”的顯著優勢. 此外，基于SDAD 的混合營養反硝化對于系統的效能優化至關重要，其在降低SDAD 過程中二次硫酸鹽污染的風險、減少N2O 排放的同時提高了系統脫氮效能.

2 功能微生物

作為脫氮的主要貢獻者，介導SDAD 體系內硫元素轉換的關鍵微生物包括三類：自養硫氧化反硝化細菌 (autotrophic sulfur-oxidizing nitrate-reducing bacteria，a-soNRB)、異養硫氧化反硝化細菌(heterotrophic sulfur-oxidizing nitrate-reducing bacteria，h-soNRB)和硫歧化細菌(sulfur disproportionatingbacteria，SDB)，不同微生物間的互作機制如圖2 所示. 深入了解功能性微生物及其生理特征對工藝調控和優化至關重要.因此，本節對SDAD 體系常見的功能微生物進行了系統的闡述.

2.1 自養硫氧化反硝化細菌(a-soNRB)

自養硫氧化反硝化菌廣泛分布于α-、β-、γ-和ε-變形菌門中，迄今為止已從自然界中分離鑒定出的硫自養反硝化菌的數量有十余種，常見的硫自養反硝化菌如表2[29-37]所示.

表2 SDAD 過程中常見的細菌特征Table 2 The characteristics of common bacteria in SDAD systems.

脫氮硫桿菌(Thiobacillus denitrificans)作為典型的硫自養反硝化微生物，是一種專性無機化能自養型細菌. 在好氧條件下可以將硫化物氧化為硫酸鹽，所涉及的酶為黃細胞色素c 硫化物脫氫酶(flavocytochrome csulfide dehydrogenase，Fcc)、硫醌氧化還原酶(sulfide quinone oxidoreductase，Sqr)和硫氧化酶(sulfur oxidase，Sox). 前兩種酶可以促進S2—向S0轉化，后者可以將S0或S2O32—過度氧化為SO42—[38]. 在厭氧條件下，Thiobacillus在自身反硝化酶的作用下將硝酸鹽或亞硝酸鹽逐步還原為N2. 與Thiobacillus相比，Sulfurimonas的硫氧化能力主要通過Sox 依賴性酶復合物途徑實現，并傾向于使用硫代硫酸鹽作為電子供體[39]. 已有的研究表明它與Thiobacillus之間存在協同作用而非競爭[40].因此，在SDAD 系統中Sulfurimonas的存在可能對微生物群落的穩定起到積極作用.

2.2 異養硫氧化反硝化細菌(h-soNRB)

迄今為止，h-soNRB 在海洋、湖泊底泥和溫泉等自然條件下已被廣泛報道[41-42]，其在全球元素循環中發揮著不可忽視的作用. 一方面，h-soNRB 可以通過異養代謝途徑進行反硝化作用；另一方面，硫氧化產生的電子也可以支持自養反硝化過程. h-soNRB 的發現不僅極大地擴展了對生態系統中碳、氮、硫元素循環的認識，更為污水生物脫氮技術的研發提供了新的啟示.

陳川[43]于2013 年在混養反硝化污泥中分離獲得了菌株PseudomonasC27，其在利用有機物進行反硝化代謝的同時具有硫化物氧化能力.PseudomonasC27 可通過2-酮-3-脫氧-6-磷酸葡糖酸、三羧酸循環和乙醛酸循環途徑代謝有機碳源，其硫化物的轉化主要由Sqr 和Pdo 催化. 前者負責催化硫化物形成多硫化物或S0，隨后與谷胱甘肽(Glutathion，GSH)反應形成GSSH. 同時，GSSH 被Pdo 催化形成亞硫酸鹽，通過下游基因的調節進一步氧化為硫代硫酸鹽. 上述碳、硫代謝過程中產生的電子通過遞電子體NADH 和泛醌進入呼吸鏈傳遞至反硝化路徑，最終將硝酸鹽還原為氮氣[43]. 與a-soNRB 相比，異養代謝賦予了PseudomonasC27 更高的生長速率，相比a-soNRB 的低倍增速率更具競爭優勢. 此外，研究表明，PseudomonasC27 的硫代謝能力是Thiobacillus denitrificans的3～4 倍[23,44].一方面，PseudomonasC27 可能由于半胱氨酸合成酶的作用而獲得更多的能量用于代謝；另一方面，PseudomonasC27 含有的pdo及cysK基因可能是其在高硫化物濃度條件下保持高效代謝能力的原因[23].

2.3 硫歧化細菌(SDB)

隨著研究的不斷深入，近年來在SDAD 體系中發現了另一類介導硫循環的微生物—硫歧化菌(sulfur-disproportionatingbacteria，SDB). SDB 可以通過一系列酶(Qmo、Hdr、Dsr、Psr、Sat 等) 使無機硫化物(S0、S2O32—、SO32—)發生歧化[45]. 在足夠堿度的條件下，硫歧化過程可以持續地產生硫化物，刺激多硫化反應，并促進反硝化作用[46]. SDB 廣泛存在于各種自然環境中，如淡水水域、海洋沉積物、鹽堿湖和海洋熱液等(見表3)，這為SDAD 的高效脫氮提供了潛力.

表3 常見硫歧化菌的生理及代謝特征Table 3 The Physiological and metabolic characteristics of common sulfur disproportionating bacteria

Qiu 等[45]將SDB 引入污水處理系統，構建了一種全新的硫歧化鏈式反應體系，實現了多硫化物介導的硫自養反硝化反應過程(polysulfide-involved SADN，PiSADN)，顯著提高了SDAD 工藝的脫氮速率與效率. 該研究利用自養的硫歧化(sulfur disproportionation，SD)過程產生HS—，誘導多硫化反應可持續地產生電子穿梭體Sn2—，進而高效驅動硫自養反硝化，實現了1.46～1.65 kg/(m3·d)的平均脫氮速率(系文獻報道的最高水平)[45].

耦合工藝中不同微生物之間緊密的互作機制有助于提高系統的穩定性，從而優化脫氮效能. 在自養-異養聯合反硝化體系中，a-soNRB 和h-soNRB 共同脫氮. 低硫化物濃度(S2—濃度為6.25 mmol/L)下，硫化物主要被a-soNRB 氧化，而當硫化物濃度增加時，系統內a-soNRB 與h-soNRB 互作以確保高工藝效能. 碳代謝方面，h-soNRB 氧化有機物以產生CO2，隨后a-soNRB 利用CO2通過碳固定途徑合成有機物.同時，產生的有機物可以被h-soNRB 重復利用，從而實現細菌之間碳代謝的耦合[17]. 而在硫自養-厭氧氨氧化體系中厭氧氨氧化細菌(anammox bacteria，AnAOB)和異養部分反硝化細菌(heterotrophic partial denitrification bacteria，h-PDB) 之間最顯著的微生物互作關系是氮的轉化. h-PDB 產生的亞硝酸鹽是厭氧菌的重要底物，而AnAOB 產生的硝酸鹽則是h-PDB的有效電子受體[58]. h-PDB 和AnAOB 可分別通過還原硫和氮化合物進行化學營養生長. 此外，在碳代謝方面，h-PDB 產生的CO2可以通過厭氧乙酰輔酶A途徑被AnAOB 固定，以支持自養活動[3]. 目前國內外專家學者已經廣泛應用定量聚合酶鏈式反應(realtime quantitative PCR detecting system，qPCR)和三代宏基因組測序 (metagenomics next generation sequencing,mNGS)等微生物檢測技術，詳細分析了硫自養反硝化體系中的微生物群落結構和多樣性，并從微生物代謝機制的層面闡述了實驗結果. 隨著研究的不斷深入，尤其是硫自養-異養聯合反硝化工藝、硫自養-厭氧氨氧化等耦合工藝的發展，對于耦合工藝中不同類型菌群的協作機理及功能微生物群落結構的相關研究將是今后關注的重點內容.

3 基于硫介導的低碳脫氮技術的溫室氣體減排機制

基于反硝化的生物脫氮是N2O 釋放的重要人為來源之一，且全球大氣中的N2O 濃度以每年0.31%的速度增長[59]. 已有研究表明，N2O 可以作為硫自養反硝化過程中一種重要的中間產物被積累(即最大積累濃度約為氮負荷的24%[60])，其排放量增加1%，將導致廢水處理期間碳足跡增加30%[60]. 因此進一步研究硫自養反硝化過程中N2O 的產生對于進一步優化該系統具有重要意義.

3.1 不同運行工況下的溫室氣體減排機制

硫自養反硝化過程中N2O 的產生機制如圖3 所示，主要有兩種途徑：①部分反硝化細菌(如Fluorescent pseudomonads[61]、Paracoccus denitrificians等[62])不具有Nos基因，其反硝化終產物為N2O. ②反硝化細菌N2O 還原酶(Nos)活性喪失，或Nos 活性低于NO 還原酶(Nor) 時，N2O 的進一步還原受到抑制，進而導致N2O 積累. 因此，Nos 是決定反硝化過程N2O 積累和排放的關鍵所在，其會受到溶解氧(dissolved oxygen，DO)、pH 和電子競爭的影響[63].

圖3 SDAD 過程機理及N2O 的產生途徑Fig.3 Mechanism of SDAD process and N2O production pathway

Nos 可能因DO 的存在而暫時失活. 研究表明，DO 濃度分別為0.5 mg/L 和4 mg/L 時，N2O 轉化率分別為1%和6%[64]. 這可能是由于反硝化菌是兼性菌，當反硝化過程有DO 存在時，該細菌首先進行有氧呼吸從而限制了反硝化的速率[64]. 此外，在低pH 下亞硝酸鹽積累產生的游離亞硝酸(free nitrite acid，FNA)可與Nos 的活性位點結合，對N2O 還原產生競爭性抑制，從而增加N2O 的積累[65-66]. 這意味著pH對N2O 還原的影響可能是間接的. 高S/N 可以有效地緩解硝酸鹽、亞硝酸鹽和N2O 還原酶之間的電子競爭，是實現SDAD 溫室氣體減排的關鍵調控手段[67].當S/N 較低時，電子供應不足，硫自養反硝化菌的氮還原酶會競爭電子. 在這個競爭過程中，由于N2O 還原酶更易受到外部環境(亞硝酸鹽、pH、DO 等)的影響而處于劣勢，導致N2O 大量積累[68-70]. Xie 等[71]研究表明，當S/N 為4 且電子供應充足時，SDAD 工藝幾乎不產生N2O.

3.2 不同電子供體條件下的溫室氣體減排機制

硫源的類型同樣是影響硫自養反硝化活性及N2O 排放的重要因素. 左宇[8]比較了不同硫源(S0、S2—、S2O32—)對硫自養反硝化脫氮速率及N2O 排放的影響. 結果表明，硫代硫酸鹽作為電子供體時，硝酸鹽轉化率最高，中間產物亞硝酸鹽和N2O 積累量最低，其次為S0，硫化物在自養反硝化脫氮和N2O 減排方面效果最差.

基于硫中間體(Sn2—、bio-S0、S2O32—) 的自養脫氮比硫化物作為電子供體時更為有利，是因為硫中間體與硫化物的氧化需要相同數量的硝酸鹽，但其還原反應的能量產率更高[72]. 而在硫化物驅動的自養反硝化過程中，N2O 的積累主要是由于硫化物對氧化亞氮還原酶(Nos)的抑制作用，這是由細胞色素c(cytochrome c，cytc)到Nos 的電子供應不足引起的. Nos 是一種具有兩個不同銅中心的多銅酶[66]. CuA 中心負責將電子從cytc 轉移到催化位點CuZ 中心[73]. CuZ 中心是四核硫化銅中心，可將N2O 進一步還原為N2[74]. 高水平的硫化物導致cytc 的電子供應減少. 阻止CuA 中心接收來自cytc 的電子可以使CuZ 中心失活并導致Nos 活性的抑制. 研究表明，當硫化物濃度為120 mg/L 時，Nos 活性僅為初始水平的36.8%[70]. 然而，硫化物對Nos 的這種抑制作用是可逆的. 當硫化物水平低于閾值濃度(7.5 mg/L)時，Nos 活性將被恢復[75-76]. 此外，Shao 等[77]研究發現，微氧環境中(初始質量傳輸氧濃度為0～0.268 mmol/L)，硫化物并非抑制，而是促進了Nos基因的表達. 其中H2S 和低氧環境通過生化循環相互解毒，將硝酸鹽還原為N2的同時產生亞硝酸鹽和銨，可促進厭氧氨氧化和硝化作用并減少N2O 排放.

3.3 氧化亞氮呼吸微生物介導下的溫室氣體減排機制

N2O 呼吸細菌(nitrous oxide respiring bacteria,NRB)是一類能夠以N2O 作為最終的電子受體進行厭氧呼吸從而獲得能量生長的微生物，且N2O 呼吸過程能夠提供足夠的能量讓細胞快速生長，并將N2O 直接還原為N2[78]. 為了評估NRB 作為N2O 匯的潛力，Jonassen 等[78]研究了NRB 與強N2O 還原相關的特性，主要有兩個方面：①與硝酸鹽還原相比，具有Nap 的生物體對N2O 還原具有更強烈的代謝偏好，如Azospirasp.[79]. ②所有細胞都表達Nos，而只有小部分細胞表達亞硝酸鹽或硝酸鹽還原酶，如Paracoccus denitrificans、Pseudomonassp.[78]. 這種調節使其在提供亞硝酸鹽的情況下也能保持極低的N2O 濃度. 這類微生物作為重要的N2O 匯，對于優化SDAD 的N2O減排性能具有十分重要的環境意義. 然而現有研究對反硝化細菌家族中此類功能菌的認識仍然不足. 因此，增進對這類微生物代謝機制的研究，不僅能進一步探究自然環境N2O 源匯的平衡關系，也為進一步降低SDAD 工藝的碳足跡提供理論基礎.

使用分子方法進行的微生物學研究加深了人們對脫氮過程中產生N2O 的生化途徑的理解，但關于微生物多樣性的知識差距仍然存在. 未來應重視多變量分析，以探索在線監測活動和過程變量對實際污水處理廠N2O 產量的綜合影響； 同時，還應考慮微生物機制、運行工況和經濟因素. 多種緩解策略的結合，如從生物學上增強NRB 細菌并調控最佳運行工況，是將反硝化從N2O 源轉化為匯的有效手段.

4 基于硫介導的低碳反硝化脫氮技術的工程化應用進展

近年來SDAD 工藝在低C/N 廢水處理方面取得了豐碩的進展，其資源和能源回收的潛力逐漸在領域內引起了廣泛的關注. 此外，它還通過與異養反硝化、厭氧氨氧化以及一體化硫酸鹽還原-自養反硝化-硝化等其他生物脫氮工藝相結合，進一步擴展了其應用領域. 目前SDAD 在受硝酸鹽污染的地下水修復方面僅實現中試規模的應用，但在廢水脫氮方面已成功實現了工程應用. 本節對SDAD 及其衍生工藝的實際應用進行了系統的闡述.

4.1 活性自持深度脫氮技術(SADeN)

在面向當今WWTP 總氮達標與出水進一步提質的技術需求，SDAD 是低碳低成本脫氮的優選工藝.基于硫-鐵協同驅動反硝化增效原理，Wang 等[11]提出了一項具有工程化意義的創新型技術—活性自持深度脫氮技術(self-active denitrification，SADeN).SADeN 是一種基于復合功能性生物載體(ThiocreF?)驅動反硝化的污水脫氮技術，由于反硝化過程依靠載體自身提供電子激活，不僅無需依賴外部碳源投加，同時對水中溶解態二氧化碳也具有吸收作用，從而實現了零碳耗深度脫氮(見圖4).

圖4 活性自持深度脫氮技術(SADeN)原理Fig.4 Principle of Self-active denitrification(SADeN) process

目前該項技術已成功應用于市政、工業廢水、農村治污等水環境綜合治理工程中，污水處理總量超40×104t/d，年碳減排量達8682 t. 以日處理量為40000 t的寧晉污水處理廠提標改造項目為例，該項目自投運以來，出水總氮濃度穩定低于10 mg/L. SADeN 技術有效化解了碳源穿透風險，更好地適應了出水COD濃度≤30 mg/L 的《地表水環境質量標準》(GB 3838—2002). 年綜合運行費減少1.45×106元，年減少碳源消耗1073 t，年節約能源11.7×104kW·h，年減少污泥734 t，減污降碳成效顯著.

4.2 自養-異養聯合反硝化技術(IAHD)

與單一自養反硝化工藝相比，自養-異養聯合反硝化工藝 (integrated autotrophic-heterotrophic denitrification，IAHD)在有機碳、氮、硫共存的實際廢水中具有更廣闊的應用前景. IAHD 工藝使用硫化物和有機碳作為電子供體，硝酸鹽作為電子受體，主要包含以下兩個過程：①低硫化物濃度下a-soNRB 將硫化物氧化為S0，同時硝酸鹽還原為亞硝酸鹽. 在高硫化物濃度下，h-soNRB 取代a-soNRB 成為硫化物氧化的功能菌[34]. ②異養硝酸鹽還原菌(heterotrophic nitrate reducing bacteria，h-NRB)利用有機碳形成二氧化碳，并將亞硝酸鹽還原為氮氣[34]. h-NRB 有效地避免了亞硝酸鹽積累，進而減少了整體工藝的N2O排放.

基于IAHD 的原理，Chen 等提出了一種創新高效的碳氮硫同步脫除工藝(見圖5)[22]. 該工藝因能夠耦合自養和異養反硝化過程并實現碳氮硫的同步脫除而受到廣泛關注，其中自養-異養聯合反硝化工藝(IAHD)是將有機物、硫化物、硝酸鹽無害化與資源化的核心單元. 目前該項技術已成功應用于20 余項制藥、化工企業廢水的治理工程中，產業化效果顯著[23].

圖5 新型有機廢水碳氮硫同步脫除系統原理[22]Fig.5 Principle of a new organic wastewater synchronous carbon, nitrogen and sulfur removal system[22]

4.3 硫自養反硝化-厭氧氨氧化耦合技術(SDA)

厭氧氨氧化(Anammox)是一種高效的生物脫氮工藝. 然而，厭氧氨氧化過程中亞硝酸鹽供應不穩定和硝酸鹽殘留限制了其廣泛應用. 研究表明，硫自養反硝化與厭氧氨氧化 (sulfur-driven autotrophic denitrification and anammox，SDA)的耦合可以實現高效脫氮(見圖6)[58]. 調節SDAD 過程以實現亞硝酸鹽的積累可以為厭氧氨氧化提供底物，同時厭氧氨氧化產生的硝酸鹽也可以通過SDAD 過程進一步去除或轉換為亞硝酸鹽，從而提高SDA 的整體脫氮效率.

圖6 硫自養反硝化-厭氧氨氧化耦合技術原理Fig.6 Principle of sulfur-driven autotrophic denitrification and anammox process

Li 等[80]采用基于S0的SDA 工藝處理半導體廢水，總氮去除率達到98%，并實現了4.11 kg/(m3·d)的脫氮速率. 硫代硫酸鹽同樣被證明是建立SDA 工藝的理想硫源. Deng 等[81]在UASB 反應器中成功啟動了基于硫代硫酸鹽的SDA 工藝，TN 的去除率和去除速率分別達到82.5%和0.33 kg/(m3·d)，厭氧氨氧化對脫氮的貢獻率達到90% ，與SDAD 工藝相比，基于硫代硫酸鹽的SDA 工藝可以減少約49%的電子消耗.基于硫化物的SDA 現象首次發現于流化床反應器中，32～160 mg/L 的硫化物可以增強厭氧氨氧化活性[82].Kalyuzhnyi 等[83]將基于硫化物的SDA 用于處理高濃度含氮和含硫廢水，經過長時間的啟動，反應器的脫氮效率可達90%. 進水NOx/NH4+和S/N 分別高于1.2和0.57 是基于硫化物SDA 工藝的最佳條件.

目前SDA 工藝已成功應用于佛山白石坳垃圾衛生填埋場的中試示范[84]，日處理規模為12 m3，出水水質穩定達標，具有較強的工程開發潛力和技術實現價值.

4.4 硫酸鹽還原-自養反硝化-硝化一體化工藝(SANI)

海水沖廁技術的應用，導致香港市政污水硫酸鹽含量較高. 作為SDAD 的代表，Lu 等[85]提出的硫酸鹽還原-自養反硝化-硝化一體化(sulfate reduction autotrophic denitrification nitrification integrated，SANI)工藝在處理香港市政污水的主流脫氮方面得到了廣泛的應用. 在SANI 系統中(見圖7)，采用硫循環代替有機碳作為電子轉移途徑進行污染物的去除，一方面顯著提高了電子利用效率，充分保障了工藝的脫氮性能；另一方面，由于硫酸鹽還原菌與a-soNRB較低的生長速率，SANI 工藝在污泥減量化方面同樣具有突出優勢[86]. 目前工程應用規模的SANI 工藝(80～1000 m3/d)已經成功運行，與傳統的活性污泥工藝相比，該示范廠占地面積可減少30%～40%，污泥產量減少60%～70%，因此可以降低50%的運行成本[86].此外，Lu 等[85]開發的穩態模型已成功模擬了SANI過程并應用于示范工廠. 而對于內陸地區，由于城市污水中的硫酸鹽含量有限，一些廉價易得的硫源(微咸水和鹽水、反滲透鹽水、酸性采礦廢水、紙漿和造紙工業廢水以及煙氣脫硫廢物等)均可作為SANI 工藝的替代硫源，并為SANI 工藝適用范圍的拓展提供可能性[87].

圖7 硫酸鹽還原-自養反硝化-硝化一體化(SANI)工藝原理Fig.7 Principle of integrated sulfate reductionautotrophic denitrification-nitrification (SANI) process

在處理低C/N 廢水方面，Wu 等[88]通過將微生物電解池(microbialelectrolysis cell，MEC)與傳統的SANI工藝相結合，開發了一種電化學輔助硫酸鹽還原自養反硝化集成工藝(e-SANI). MEC 陰極用于氫自養反硝化并提供堿度，陽極將出水中殘余硫化物氧化為S0并以此進行回收. 結果表明，e-SANI 的最大總氮去除率(電壓為—1.0V 時去除率為56.9%±1.4%)比傳統的SANI 系統(34.8%±2.3%)顯著提高了38.84%. e-SANI進一步擴展了SANI 工藝的應用范圍，提高反硝化速率的同時實現了S0的資源回收，是一種極具成本效益的低C/N 廢水處理工藝. 然而，pH 是傳統SANI 工藝處理高強度銨鹽廢水的主要限制因素[88]. 為了進一步提高e-SANI 的總氮去除效率，需要進一步優化電極材料或增加生物量以提高氫氣利用率.

綜上所述，SDAD 及其衍生工藝在實際應用中處理含硫廢水等復合污染物方面發揮著重要作用. 對于主流廢水而言，基于厭氧氨氧化的SDA 工藝為傳統生物脫氮工藝的改進提供了有效的解決方案. 此外，與單一的SDAD 工藝相比，IAHD、SDA、SANI 等耦合工藝不僅可以拓展SDAD 的應用，更兼具碳減排方面的技術優勢，為SDAD 工藝向更高效和可持續的方向發展奠定了基礎.

5 結論與展望

5.1 結論

a) 常見硫源中，bio-S0因其更好的結構特性使其具有更高的生物可利用性，緩解了傳統chem-S0對自養反硝化速率的限制；微氧條件可有效緩解高濃度硫化物的毒性并顯著提高硝酸鹽的去除效率；硫代硫酸鹽作為電子供體時SDAD 性能最佳. 此外，混合營養反硝化有利于打破SDAD 副產物SO42—引發二次污染、N2O 產量高的瓶頸，對于系統的效能優化至關重要.

b) SDAD 體系內a-soNRB、h-soNRB、SDB 三種微生物協同互作，共同脫氮. 低硫化物濃度(S2—濃度為6.25 mmol/L)下，a-soNRB 是主要功能菌. 隨著硫化物濃度的不斷增加，系統內a-soNRB 與h-soNRB互作以確保高工藝效能. SDB 可通過歧化反應形成多硫化物并顯著提高脫氮效率. 此外，具有優異N2O還原能力的新型NRB 菌株正在不斷被分離和鑒定，這類微生物將成為“低碳”目標下研究的熱點之一.

c) 目前SDAD 工藝在廢水脫氮方面已成功實現了工程應用. SDAD 工藝的衍生工藝進一步拓展了SDAD 的應用范圍，在處理有機碳、氮、硫共存的實際廢水中具有更廣闊的應用前景，具有減污減碳增效的協同效益. 已有的研究表明，混養反硝化(有機碳和硫代硫酸鹽)條件下，SDAD 的N2O 產量僅為單一SDAD 產量的50%. 從節能降耗的角度出發，以SDAD 為核心的耦合脫氮工藝有望打破現階段水處理行業“以能消物”的困境.

5.2 展望

在“雙碳”目標的背景下，低碳脫氮新技術的開發及其工程化應用對當前廢水處理領域而言有著重要的戰略意義. 現有的研究和工程經驗一致表明，SDAD 在污染物的去除和節能減排方面具有顯著的技術優勢，是一種富有潛力的廢水處理工藝. 但其在工程實施方面仍有待優化，此外電子供體的選擇、反應器內微生物的群落結構及互作代謝解析、工藝參數優化等諸多方面均是SDAD 工藝發展需要進一步解決的問題. 未來建議在以下五個方面進行深入研究，以期進一步優化SDAD 工藝并實現多領域、大規模的工程應用.

a) 耦合脫氮技術的開發及工藝參數的深度優化.鼓勵未來研究以實際問題為導向，在實驗室規模上嘗試多途徑的組合(如厭氧氨氧化、短程反硝化、硫自養反硝化和與硝酸鹽/亞硝酸鹽依賴型厭氧甲烷氧化間的偶聯)，并確定其在不同廢水類型、不同區域、不同處理目標下的可行性和適用性. 此外，耦合工藝應用至工程實際還需開發出能夠穩定高效運行的設備并針對不同應用場景對其工藝參數進行進一步優化.

b) 功能微生物代謝機制的深入挖掘. 自養菌生長緩慢，可通過人為控制反硝化菌的生長速率定向調整微生物群落結構從而增強SDAD 系統的穩定性. 此外，基于SDAD 系統中脫氮脫硫菌種選育的研究仍然非常有限. 純菌株是代謝重建與功能解析的直接證據，也是優化和指導SDAD 工藝的基礎. 未來應繼續進行h-soNRB、SDB 新菌種的鑒定及其氮硫代謝機制的研究，以拓展對污水處理系統乃至自然生態系統元素生化循環的認知.

c) 新污染物的遷移轉化探究. 已有的研究表明SDAD 在處理含有碳、氮、硫等常規污染物的廢水方面顯示出巨大的潛力. 但近年來新污染物(如藥物和個人護理產品、殺菌劑、納米顆粒和微/納米塑料等)的出現使廢水處理工藝面臨著新的挑戰性. 新污染物治理的背景下，SDAD 工藝也應當被再審視. 為了滿足日益嚴格的污水質量標準，應加強SDAD 工藝對于廢水中新污染物遷移轉化的探究.

d) 基于人工智能的數學模型構建. 作為深入了解生物過程復雜機制的有效工具，數學模型已被廣泛應用于模擬SDAD 過程. 今后的工作應致力于進一步優化基于模型的碳減排策略并預測污染物的行為，實現參數優化及穩定運行. 同時將數學模型與污水處理廠的真實數據進行比較，在實際運行中檢驗其有效性. 此外，應充分發揮人工智能在大數據模擬與優化方面的優勢，進一步滿足SDAD 工藝面向智能水務方面的發展需求.

e) 資源回收協同減碳機制. 廢水處理過程中資源的回收具有減污降碳的協同效益. 除了傳統的S0回收外，近年來許多學者致力于其他資源的回收，如胞外聚合物、生物聚合物和電能等. 雖然在實驗室規模上已經取得一些研究進展，但仍需通過技術示范來進行驗證，以進一步挖掘SDAD 工藝在“雙碳”背景下可持續性與可拓展性的潛能.