水體與沉積物中氮、硫的還原過程及相互作用機理研究進展

孔祥民，盛彥清，王 政

（1. 中國科學院 煙臺海岸帶研究所，山東 煙臺 264003；2. 山東省海岸帶環境工程技術研究中心，山東 煙臺 264003；3. 中國科學院大學，北京 100049）

隨著工農業生產的迅速發展和城市化進程的不斷加快，水體和沉積物污染問題日益嚴峻。造紙、制革、制藥、屠宰、食品加工和石油精煉等行業會產生大量含氮、硫污染物的廢水。其中氮污染物有硝酸鹽（NO3-）和亞硝酸鹽（NO2-），硫污染物有硫酸鹽（SO42-）和硫化物（S2-）等［1］，這些污染物不僅危害環境［2-3］，同時也嚴重威脅人體健康［4-5］。氮、硫元素有著豐富的中間價態，能夠形成不同形態的氮、硫物質，這些物質之間還能夠彼此轉化、相互耦合，進而造成更為嚴重的污染問題［6］。各種氮、硫污染物中，NO3-和SO42-由于性質穩定、溶解度較大，在水體和沉積物中最為常見。因此，研究不同形態氮、硫污染物間的相互作用過程，并對NO3-、SO42-污染問題進行有效治理迫在眉睫。

目前，關于NO3-和SO42-污染治理的方法較多，其中將NO3-和SO42-還原成無毒無害的N2和單質S被認為是污染物去除最徹底、最有效的方式。一些學者利用氮、硫元素之間的耦合循環，開發了同步去除氮、硫污染物的一系列新工藝［7-9］，用于控制油田酸化［10］、排水管道中H2S、N2O的釋放［11］等。然而，關于氮、硫元素之間的耦合循環以及不同形態氮、硫污染物之間的相互作用機理尚不明確。

本研究綜述了水體與沉積物中NO3-/SO42-的同步還原過程以及該過程中氮、硫元素之間的相互作用，展望了未來同步脫氮除硫工藝的研究方向，以期為NO3-和SO42-污染控制技術的開發提供參考。

1 NO3-/SO42-的同步還原過程

1.1 NO3-/SO42-的生物還原過程

水體或沉積物中的NO3-和SO42-可以通過物理法、化學法和生物法進行處理。相比較而言，生物法具有效率高、成本低、不使用化學藥劑、不產生化學污泥、在自然環境條件下即可運行的優點。在水體和沉積物中，微生物介導的傳統氮循環過程包括硝化作用、反硝化作用和固氮作用。首先，在硝化作用中，NH4+被硝化菌氧化為NO2-或NO3-；然后，在反硝化作用中，NO2-或NO3-被硝酸鹽還原菌（NRB）還原為N2；最后，N2在生物體內通過生物固氮作用被還原為NH4+，完成氮的循環。在氮循環過程中，反硝化、異化NO3-還原為NH4+（DNRA）和厭氧氨氧化（Anammox）是實現NO3-還原的3種主要途徑，合稱為“NO3-異化還原過程”［12］。其中，反硝化和Anammox將NO3-或NO2-轉化為N2的過程被認為是生態系統中徹底去除活性氮的過程；DNRA可以將NO3-還原為NH4+，從而被固定在生態系統中［13］。

以微生物介導的硫循環主要包括SO42-還原和S2-氧化兩個重要過程。在厭氧條件下，SO42-通過SO42-運輸、 SO42-激活、5-磷酸腺苷（APS）還原和SO32-還原4個步驟［14］被還原為S2-或H2S等硫化物。SO42-還原的途徑有同化SO42-還原（ASR）和異化SO42-還原（DSR）兩種。ASR是SO42-在微生物作用下合成有機硫化物的過程，即在微生物的作用下，SO42-首先被轉化為還原態硫，參與微生物的代謝活動，最終轉化為半胱氨酸和胱氨酸等有機硫化物，構成生物體的細胞組分；DSR是硫酸鹽還原菌（SRB）通過有機化合物或氫氣的氧化與SO42-的還原相結合來獲取能量，并產生無機碳和硫化物的過程。ASR和DSR之間最明顯的區別在于：SO42-通過ASR合成含硫氨基酸，而硫酸鹽在DSR中用于產生能量。SO42-還原生成的還原態硫化物，在好氧或光照條件下，被硫氧化菌氧化成單質S、SO42-等產物，從而完成硫循環。

除上述傳統的氮、硫循環途徑外，隨著研究的深入，人們還發現了一些新的氮、硫循環轉化過程。FDZ-POLANCO等［15］利用厭氧流化床反應器進行甜菜酒糟廢水處理時，首次發現了SO42-型厭氧氨氧化（SRAO）現象，該反應可以同時去除NH4+和SO42-，并且生成N2和S單質。WANG等［16］在研究濕地生態系統Anammox過程中發現：DNRA細菌可以利用S2-作為電子供體來生產NH4+和NO2-，DNRA的產物（即NH4+和NO2-）被Anammox細菌所利用，生產NO3-作為反應的最終產物；S2-驅動的DNRA通過支持Anammox細菌介導的Anammox，在濕地生態系統的氮、硫循環中發揮重要作用。近年來，以S2-、S0、S2O32-為電子供體驅動的反硝化反應得到了較為深入的研究，并在廢水同步脫氮除硫工藝中得到應用，這些研究極大地拓寬了氮、硫循環的途徑，加深了人們對微生物介導的氮、硫循環的理解。

NO3-/SO42-同步還原時氮、硫的循環模式見圖1［16］。由圖1可見：在SRB作用下，SO42-被還原為S2O32-、S0和S2-，這些物質可作為電子供體驅動NO3-、NO2-進行反硝化作用；在Anammox菌作用下，NH4+、NO2-可轉化為N2和部分NO3-；硫自養反硝化菌和硫化物驅動的DNRA又可將部分NO3-還原，產生的中間產物NO2-、NH4+被Anammox菌利用，或進一步轉化為N2排放，從而形成氮、硫共循環。

圖1 NO3-/SO42-同步還原時氮、硫循環模式

1.2 NO3-/SO42-的化學還原過程

與NO3-/SO42-的生物還原相比，關于NO3-/SO42-化學還原的研究報道較少。NO3-的化學還原是指在堿性條件下，利用還原劑將水中的NO3-還原為N2，以去除NO3-的過程。根據還原劑種類的不同，化學還原法可以分為活性金屬還原法和催化還原法兩種?；钚越饘龠€原法一般使用Fe、Al、Zn和Cu等金屬單質作還原劑。催化還原法則是將Pb、Pt、Ru和Rh等重金屬催化劑負載于多孔介質上，利用氫氣、甲酸等物質作為還原劑，將水中的NO3-催化還原為N2［17］。關于SO42-的化學還原過程和機理研究更少，目前鮮有將SO42-化學還原方法用于SO42-污染治理的報道。

發生化學還原的關鍵是電極電位差（ε0），因此，探究NO3-/SO42-同步化學還原過程，可以從電化學角度進行分析，表1列舉了一些常見氮、硫物質的標準電極電位（E）［18-19］。E是用來推測氧化還原反應能否自發進行的重要指標，當氧化劑與還原劑的ε0為正值時，氧化還原反應才會發生。而且ε0越大，氧化還原反應越容易發生。因此，從理論上講，氮、硫物質之間可能發生的氧化還原反應見表2。實際中，氮、硫物質之間的氧化還原反應還會受到反應速率及反應條件的影響，因此，需要進一步探究不同形態氮、硫物質之間的化學反應及其相互作用。

表1 常見氮、硫物質的E（25 ℃）

表2 常見氮、硫物質間可能發生的氧化還原反應

2 NO3-/SO42-同步還原過程中不同形態氮、硫物質間的相互作用

2.1 競爭作用

在NO3-/SO42-同步還原過程中，NRB和SRB由于生長環境相似，可以在同一厭氧環境中共存。當營養物質有限時，二者之間會發生激烈的競爭［20］。研究表明，在與SRB的競爭過程中，NRB通常會占據優勢，從而優先利用電子供體［21］。當NRB和SRB以乙酸鹽為基質時，相應的熱力學和動力學常數見表3［22］。由表3可見：NRB的米氏常數（Km）值更低，這表明NRB對乙酸鹽的親和力高于SRB；從熱力學角度看，反硝化反應的吉布斯自由能（ΔG）值更低，表明NO3-還原釋放的能量高于SO42-還原釋放的能量，所以NO3-還原反應更容易發生。此外，SRB所要求的氧化還原電位（ORP）（-100 mV）比NRB低（+400 mV），所以NO3-還原反應優先于SO42-還原反應發生［21］。當NO3-濃度較高時，NRB會通過基質競爭作用影響SO42-還原。但是，由于SRB的最大比基質降解速率（Vmax）高于NRB，因此能有效地轉換基質，從而保持物質代謝平衡。所以，當基質充足時，NRB對SRB之間的基質競爭作用并不明顯。

表3 NRB和SRB的熱力學、動力學常數

基于NO3-/SO42-同步還原過程中的競爭作用，很多學者通過外加NO3-來控制SO42-還原產H2S和S2-。DAVIDOVA等［23］在研究NO3-對油田生產廢水中微生物作用過程的影響時發現，向Oklahoma和Alberta油田生產廢水中分別加入5 mmol/L和10 mmol/L的 NO3-可完全抑制S2-的產生，且NRB數量增加。YANG等［22］分別將Fe3+和NO3-加入到4個生物反應器中，考察它們對H2S控制的影響。結果發現：在反應器中添加NO3-后，異養硝酸鹽還原菌（hNRB）陶厄氏菌（Thauerasp.）在與SRB競爭電子供體時占據優勢，成為優勢菌，抑制了硫化物的產生。

2.2 抑制作用

2.2.1 NO3-抑制SO42-還原

NRB除了與SRB競爭電子供體外，NO3-的加入還會抑制SRB的活性，其可能的原因有：

1）NO3-直接抑制SRB生長。NO3-通過增大細胞滲透壓和影響細胞代謝對SRB產生負面影響，從而直接抑制SRB的活性。HE等［24］研究發現：加入NO3-會增大細胞滲透壓，并影響甲基/S-腺苷甲硫氨酸（SAM）代謝和能量代謝等多個代謝途徑，從而直接抑制變形桿菌（D. vulgaris）的生長；此外，加入NO3-后，丙酮酸分解代謝所產生的關鍵中間體的相關功能基因，如丙酮酸甲酸裂解酶（DVU2824）及其激活酶（DVU2825）的豐度明顯增加，但NO3-抑制作用和變形桿菌能量代謝方式之間的關系尚不明確。

2）氧化還原電位的變化。在NO3-/SO42-同步還原過程中，NO3-被用作氧氣的替代電子受體，NO3-濃度升高降低了溶解氧（DO）消耗，從而引發了DO的增加和ORP的升高［25］。SRB和NRB所要求的ORP不同，當系統ORP高于-100 mV時，SO42-還原會受抑制從而減少H2S產生［26］。ALLEN［27］研究發現，投加質量濃度為1.0 g/L 的NO3-至下水道污泥中，可以阻止S2-產生，并且認為加入NO3-后，系統的ORP得到提高，從而抑制了SRB的活性。

3）系統內部厭氧循環。NO3-作為NO3-還原硫離子氧化細菌（NR-SOB）的電子受體，可以將S2-氧化為SO42-。生成的SO42-又可以作為電子受體，還原為S2-后完成硫的循環。系統內部的厭氧循環也是NO3-抑制SO42-還原的原因，研究表明，NRSOB可通過生成NO2-或提高系統的ORP來抑制SO42-還原，同時S2-經NR-SOB重新氧化為SO42-也不利于含硫物質的徹底去除。NEMATI等［28］用分離的純NR-SOB屬的脫氮硫桿菌（Thiomicrospirasp.CVO）研究了NO3-抑制SO42-還原產H2S的機理，結果表明：可能是Thiomicrospirasp. CVO菌氧化S2-后提升了系統的ORP，從而對SO42-還原產生抑制作用。HAVEMAN等［29］向純培養的SRB屬的脫硫弧菌（Desulfovibrio）中加入脫氮硫桿菌后，SO42-還原受到了抑制，并且認為這種抑制作用主要是由NR-SOB還原NO3-產生的NO2-而引起的。LIU等［30］在研究添加NO3-對下水道沉積物中SO42-還原菌活性的影響時也發現，NO3-的加入刺激了硫自養反硝化菌的生長和繁殖，系統內部的厭氧循環導致S2-濃度降低。

4）中間產物NO2-、NO和N2O的抑制作用。NO3-加入后由于反硝化作用形成NO2-、NO和N2O等物質，這些中間產物也可能對SO42-還原產生抑制。NO2-是反硝化過程中最常見的中間產物，NO2-對SRB的抑制作用在于：NO2-抑制了SO42-還原為S2-過程中微生物酶的活性。有學者認為發生抑制作用的主要有毒物質是亞硝酸，細胞外的亞硝酸進入細胞內作為解聯劑釋放氫離子，細胞內質子直接影響三磷酸腺苷（ATP）合成所需的跨膜pH梯度，從而起到抑制作用［31］；也可能是NO2-在酸性條件下生成游離亞硝酸，游離亞硝酸可使微生物失活，從而抑制SO42-還原。REINSEL等［32］在研究用NO3-、NO2-和戊二醛控制SO42-還原時發現，加入0.36 mmol/L的NO3-不能抑制SRB活性，而加入0.51mmol/L的NO3-后能產生 0.51～0.71 mmol/L的NO2-，從而有效抑制了SRB的活性。VESHAREH等［33］通過實驗和現場數值模型比較了NO3-、NO2-和高氯酸鹽在抑制海上油藏中S2-產生方面的作用，結果表明：NO2-對S2-積累的抑制作用最強，注入1 mmol/L的NO2-可減少92%的石油酸化。NO由于含有一個活化態的未成對電子，所以對許多細菌都有非專性的毒性抑制；N2O可與生物酶內的過渡金屬形成復合鍵從而改變酶活性，進而抑制SRB的代謝［34］。

綜上，NO3-抑制SO42-還原的不同機理之間緊密聯系，且存在著連鎖反應。如提高NO3-的濃度可能會直接抑制SRB的活性，且NO3-可以成為氧氣的替代電子受體，提高系統的DO，進而使系統ORP提高，抑制SO42-還原。同時，反硝化反應的副產物NO2-、NO、N2O會抑制SO42-還原。而NO3-/SO42-同步還原過程中伴隨的硫自養反硝化反應同樣會通過生成NO2-或提高系統ORP來抑制SO42-還原。因此，關于NO3-抑制SO42-還原的機理還需要深入研究。

2.2.2 硫化物抑制

S2-可能對NRB和SRB均有毒性，從而對NO3-還原和SO42-還原過程均有抑制作用［35］。關于S2-的抑制機理目前爭議較多。一種觀點認為H2S能擴散進入細胞內使蛋白質失去活性進而產生抑制；另一些研究認為S2-的抑制效果與總硫化物或非離子態硫化物的濃度相關［36］。XU等［37］在反硝化脫硫工藝（DSR）條件下，同時去除S2-、NO3-和醋酸鹽，發現：當S2-質量濃度達到718～1 485 mg/L時，對NO3-還原產生了抑制作用，同時，反硝化速率和醋酸氧化速率急劇降低，表明高濃度的S2-對自養和異養NRB均有毒性。OTWELL等［38］采用轉錄組學和代謝組學技術手段分析發現了S2-和半胱氨酸介導的抑制NRB生長代謝的機制：S2-和半胱氨酸通過破壞分支鏈氨基酸（BCAA）的生物合成、特定碳源的利用和輔助因子代謝等過程來抑制NRB的生長代謝。這進一步揭示了S2-抑制NO3-還原的機制。

2.3 協同作用

NO3-/SO42-同步還原過程中，除競爭作用和抑制作用外，還能互相利用代謝產物從而形成協同或共生體系。一方面，SO42-還原產物可在硫自養反硝化菌的作用下作為NO3-還原的電子供體，研究表明，S2-、單質S、S2O32-均可以作為電子供體［39］，反應式見式（1）～（3）。

另一方面，S2-驅動的DNRA也是氮、硫之間進行協同作用的方式之一，S2-可作為DNRA的電子供體，其反應見式（4）。目前已在水體和沉積物中觀察到高濃度S2-與DNRA的耦合［40-41］。

此外，NO3-還原的產物可在SO42-驅動下發生SRAO，從而使NO3-還原和SO42-還原產生協同作用。SRAO過程中，NH4+和SO42-反應生成N2和低價態的硫化合物，實現了高效、低能同步脫氮除硫的目的，因此受到了眾多學者的關注。具體來說，SRAO的反應過程分為3個階段：首先，SO42-與NH4+反應生成S2-和NO2-；然后，S2-與NO2-發生硫自養反硝化反應生成單質S和N2；最后，剩余的NH4+和NO2-進行Anammox反應，見式（5）～（7）［15］。

隨著研究的深入，人們發現SRAO在有機碳源或無機碳源的條件下均可發生，并推理出多種SRAO反應過程［42］。這些研究加深了對氮、硫協同作用的認識，有助于開發出更多同步脫氮除硫新工藝，如硫自養反硝化工藝，該工藝無需外加有機碳源、有機殘留物少、污泥產量少、處理成本低［43］，已成為了廢水脫氮除硫領域的研究熱點。

3 結語

本文綜述了NO3-/SO42-的同步還原過程，總結了該過程中不同形態氮、硫物質間的相互作用機理。與化學還原法相比，生物還原法由于成本低廉、效率高、適用范圍廣等優點而備受關注。利用NO3-/SO42-同步還原過程中氮、硫元素之間的競爭和抑制作用，人們已經開發出諸如控制油田酸化、控制排水管道H2S、N2O釋放等技術；利用氮、硫循環之間的協同作用，硫自養反硝化、SRAO等同步脫氮除硫工藝得到了開發與應用。作為水體和沉積物中的主要污染物和重要生源要素，氮、硫元素的循環作用機理仍需進一步探討，因此，今后的研究應著重于以下方面。

a）探究NO3-/SO42-發生同步化學還原的可能性，研究在化學還原條件和生物還原條件共存情況下NO3-/SO42-的還原路徑，以及化學還原和生物還原對NO3-/SO42-同步還原的貢獻及影響。

b）進一步剖析NO3-抑制SO42-還原的過程，明確各抑制過程的機理及可能產生的相互作用，從而為控制油田酸化、排水管道H2S釋放等新技術的研究提供理論依據。

c）深入研究硫自養反硝化、硫驅動的DNRA和SRAO等同步脫氮除硫工藝及耦合關系，不斷優化工藝運行條件，為工業化應用奠定基礎。