硫基生物技术在污水处理中的应用与前景

徐叶净

(北京绿长城环保科技有限责任公司，北京 102200)

0 引言

单质硫(常写为S0、S8)是地壳中硫的主要形态(硫化物、S0、硫酸盐)之一，是地球化学硫循环的中间体[1].例如，S0是硫化物生物氧化生成硫酸盐过程中的关键中间体[2].S0也可以是光营养细菌[3]或以O2、硝酸盐或铁离子为电子受体的硫化物氧化细菌(SOB)的最终产物[4].也就是说，在生物反应中，S0既可以作为电子受体(S0还原)，也可以作为电子供体(S0氧化).这表明S0可能在水和污水处理工艺中有广泛的应用.

近几十年来，生物S0还原或氧化在水和污水处理中的应用受到越来越多的关注.各种基于S0的生物技术已经被开发出来，如污泥减量、反硝化和含金属污水处理等.这些技术可以以更经济有效的方法解决当前污水处理过程中出现的复杂环境问题[5-7].然而，对于新兴的S0生物技术的关键进展仍缺乏全面的总结和讨论，尤其是在S0生物工艺的关键功能菌群(如S0还原菌、S0氧化菌)、基本机制(如S0还原、S0氧化)和使用场景(如生活污水、工业污水、农业污水、冶金污水)等方面.因此，有必要对各种基于S0生物技术的原理有一个清晰的了解.

虽然关于硫氧化代谢的研究也有一些综述(例如，硫化物，S0，亚硫酸盐和硫代硫酸盐)[8-10]，但是硫代谢特别是S0代谢，并没有被用来解释和指导工艺设计和优化.已知S0的水溶性极低(25℃时为5 μg/L)，限制了S0的生物可及性，这可能是其规模扩大和广泛应用于污水处理的瓶颈.因此，系统评估微生物对S0的可及性及其代谢，有助于制定可行的策略，提高S0的生物利用效率，从而大幅提高工艺性能.

本文综述了与S0相关的微生物学，以及吸硫细菌接触和代谢几乎不溶性硫的机制，综述了S0生物技术在污水处理中的应用现状，具体场景中涉及的化学和生化机制及其工艺优化.本综述旨在丰富新兴的以S0为基础的污水处理生物技术的知识，并为其潜在的工程应用提供技术指导.

1 基于S0的生物技术原理和S0呼吸菌

1.1 S0还原

S0还原菌(S0reducing bacteria, S0RB)以S0为电子受体，以硫化物为副产物氧化有机物(以醋酸盐为例，式(1)).因此，S0还原可用于污水的有机物去除.生物硫化物可通过形成不溶性金属硫化物来沉淀金属，表明其在含金属污水处理中的可行性.这种多功能性使它们能够参与各种环境中的污水处理.

CH3COO-+ 4S0+ 2H2O→
2CO2+ 4HS-+ 3H+
ΔG0= - 39 kJ/mol

(1)

S0RB利用广泛的有机物，如醋酸盐、甲酸盐、糖、乳酸盐、丙酸盐、乙醇和酵母提取物[11]. 此外，一些S0RB可以利用其他电子受体，如亚硫酸盐、硫代硫酸盐、氧、铁、硝酸盐和亚硝酸盐.值得注意的是，一小部分硫酸盐还原菌(Sulfur reducing bacteria, SRB)也能还原S0.

1.2 S0氧化

S0氧化细菌(S0oxidizing bacteria, S0OB)以S0为电子供体，以硫酸盐为副产物(以硝酸盐为例，式(2))还原氧化物质(硝酸盐、亚硝酸盐、铁离子等).原则上，S0氧化可用于去除水中和污水中的硝酸盐、高氯酸盐和氧化金属.光养硫化物氧化细菌可以氧化S0，但在特定的污水处理环境生物技术中，光养硫化物氧化细菌只用于硫化物氧化而非S0氧化[12].

S0+ 1.2NO3-+ 0.4H2O→
SO42-+ 0.6N2+ 0.8H+
ΔG0= - 547.6 kJ/mol

(2)

大部分化养性S0OB属于变形菌门，主要分布在γ-变形菌纲.除了嗜中性，它们的居住环境还包括嗜冷和嗜热条件[13-14].因此，基于S0OB的环境技术的应用并不局限于中性条件，还包括酸性条件下重金属的生物浸出[15]等.

2 基于S0的污水处理技术

在过去的几十年里，以S0还原/氧化为驱动的生物技术在污水处理方面得到了卓有成效的发展.这些生物处理技术大致可以分为3类：①S0作为电子受体进行有机去除；②S0作为电子供体去除硝酸盐、高氯酸盐和氧化金属；③S0生成硫化物，用于重金属沉淀.

2.1 高效去除有机碳并实现污泥减量

剩余活性污泥的处理和处置一直是污水处理厂面临的难题.减少厌氧污水处理过程中产生的污泥是一种有前途的方法[16].S0还原工艺是一种高效的厌氧污水处理工艺，去除率达1.71 kg COD/m3(chemical oxygen demand, COD：化学需氧量)，水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)为3 h[7].污泥产率为0.16 kg VSS/kg COD，远低于常规活性污泥法的0.35-0.47 kg VSS/kg COD[17].获得的高速率性能归因于涉及多硫化物的间接S0还原[18].产生的硫化物可进一步作为自养反硝化的电子供体，特别适合处理低C/N比的污水[19-20].然而，S0衍生化合物(硫酸盐)仍残留在污水中，可能造成二次硫酸盐污染.一个有希望的解决方案是通过控制硝酸盐/硫化物(N/S)的摩尔比在最佳水平(即≤0.4)终止硫化物氧化[3].生物硫化物也可以通过微曝气回收.Zhang Y等[21]开发了一个内部硫循环(internal sulfur cycle, ISC)系统，由S0还原反应堆和硫化反应堆恢复S0构成(图1).

图1 内部硫循环系统原理图和流程图

实验室规模的ISC系统稳定运行了200天，去除了94%的COD(约300 mg/L),并且没产生剩余污泥，76%的硫化物被选择性氧化为S0.在微好氧条件下，梭状芽胞杆菌(Clostridium)对S0的还原起重要作用，而硫杆菌(Halothiobacillus)和硫单胞菌(Thiomonas)对硫化物氧化至S0起重要作用.

2.2 低碳氮比污水中硝酸盐的经济有效去除

还原硫物种(即硫化物、S0和硫代硫酸盐)经常被报道作为电子供体参与化能富营养化反硝化[22].3种电子给体的反硝化速率依次为硫代硫酸盐>硫化物> S0.考虑到运行成本和硫酸盐产量，S0自养反硝化(sulfur-based autotrophic denitrification，SADN)比硫代硫酸盐或硫化物驱动的自养反硝化具有竞争优势.

2.2.1 全程反硝化

SADN是一种从饮用水、雨水径流、地下水和低碳氮比污水中除氮的具有吸引力的低成本工艺(式(2))[23-25].同样重要的是，与异养反硝化相比，SADN产生较少或相似的N2O(氮负荷的0.01%-0.6% vs 0.005%-1.2%)[26-27].硫杆菌和硫单胞菌常作为SADN系统中两种占优势的自养反硝化菌.值得注意的是，SADN去除1 g硝酸盐会消耗4.57 g碱度[22]，因此会降低了系统的pH，并可能影响反应器的脱氮效率.为解决这一问题,崔等人通过添加在S0-填料床反应器中添加石灰石构建了S0-石灰石自养反硝化(S0-limestone autotrophic denitrification，SLAD)系统，在该系统中石灰石作为中和剂起到平衡pH值和无机碳的作用.固体S0和石灰石也可作为支撑生物膜发育的载体，有利于生物质的保留和硝酸盐去除性能的提高.在实际运行中也可以使用其他固相缓冲剂(方解石、粉碎牡蛎壳等).此外，带有碳酸氢盐的膜生物反应器(membrane bioreactor，MBR)实现了高生物量的保留和出水质量的提高[5,28-29].目前，SADN过程已被应用于处理污水的中试和全规模系统[30].

硫酸盐的生成是SADN过程中的主要问题.虽然当前我国污水排放标准中并没有限制硫酸盐的排放，但高浓度的硫酸盐会导致明显的味道(400 mg/L)，甚至腹泻(1 000-1 200 mg/L)[31].一种折衷的方法是将基于S0的自养反硝化和异养反硝化结合起来形成混养反硝化，因为异养反硝化产生碱度并降低硫酸盐产量.

将SADN与铁基自养反硝化结合是另一种更具竞争优势的解决方案.研究发现添加菱铁矿(FeCO3)的SADN系统不仅降低了硫酸盐产量，而且显著提高了硝酸盐去除率[32].这是由于S0和FeCO3对反硝化的协同作用.该过程也在一个中试规模的系统中被发现[33].与菱铁矿类似，硫化铁(如磁黄铁矿，式(4))也可用于SADN系统中减少硫酸盐产量和提高硝酸盐的去除[34-35].值得注意的是，生成的Fe(III)可以通过吸附过程进一步去除磷酸盐[36-37].

FeCO3+ 0.2NO3-+ 1.6H2O→
Fe(OH)3+ 0.1N2+ 0.8CO2+ 0.2HCO3-
ΔG0= - 54.3 kJ/mol

(3)

FeS + 1.8NO3-+ 1.6H2O→
Fe(OH)3+ 0.9N2+ SO42-+ 0.2H+
ΔG0= - 3 817 kJ/mol

(4)

由式(2)可知，硝态氮完全还原为N2时，硫氮的理论化学计量比为1.9 (g S/g N)，但如果采用该比值，NO2和N2O会累积.这可能是S0的低水溶性所导致的从固相到液相的有限传质，或与氮氧化物还原相关的酶(如NO3, NO2, N2O)对有限的电子供体具有不同的竞争能力[38]导致的.生物源S0比化学合成S0具有更高的生物利用度.因此，生物源S0会导致硝酸盐还原过程中中间产物的积累减少.为了减少亚硝酸盐积累，S0通常以过剩的形式存在，以提供足够的电子供体[28,39].

2.2.2 短程反硝化与厌氧氨氧化耦合过程

短程反硝化(NO3-→NO2-)耦合厌氧氨氧化(anammox)过程(PD/A)是一种具有吸引力的自养脱氮工艺，可用于高效节能的工业和生活污水处理[40].厌氧氨氧化过程不可避免地产生相对于进水氨浓度11%的硝酸盐.在厌氧氨氧化系统中添加异养反硝化工艺可以去除硝酸盐，但在反硝化过程中施用适量的有机物非常复杂，容易造成二次污染.而SADN工艺可以替代全程反硝化，以亚硝酸盐补充厌氧氨氧化工艺，因为硝酸盐只有转化为亚硝酸盐后，才会进一步向氮气反硝化(式(5)、式(6))[41].

3NO3-+ S0+ H2O→
3NO2-+ SO42-+ 2H+
ΔG0= - 277.8kJ/mol

(5)

NH4++ NO2-→N2+ 2H2O
ΔG0= - 357.8 kJ/mol

(6)

硫氮比是影响亚硝酸盐积累的关键因素.如上所述，当根据化学计量的硫氮比供应S0时，可以实现亚硝酸盐的积累.然而，能否有效地将硝酸盐转化为亚硝酸盐是非常不确定的.因此，在实践中，反应器中S0过高.如何优化硫氮比以实现亚硝酸盐的有效积累还有待进一步研究.pH和温度是另外两个关键因素.弱碱性条件可促进硝酸盐转化，同时减少亚硝酸盐的去除[41]，有利于亚硝酸盐的累积.虽然温度对硝酸盐和亚硝酸盐的去除影响不大，但适宜的温度有利于反硝化活性，并且由于硝酸盐的还原速率高于亚硝酸盐的还原速率，可以产生满意的亚硝酸盐积累.

2.3 污水中金属的去除

生物S0还原或氧化过程均可用于去除污水中的金属.S0还原生成的硫化物可通过形成不溶性金属硫化物直接沉淀金属(Cu(II)、Pb(II)、Fe(II)、Cd(II)、Zn (II)、Ni(II)、Hg(II)等).在处理砷和汞污染污水时，S0还原比硫酸盐还原具有竞争优势.

2.3.1 S0驱动硫化工艺处理含金属污水

硫酸盐还原在实际中已广泛应用于含金属污水处理，如冶金污水.然而，含金属污水中的有机物含量通常太低，无法实现高速率硫酸盐还原工艺[42].补充额外的碳源肯定会增加运营成本，反过来限制其广泛应用.S0还原可能是一个很有前途的替代方案，每个硫化物只需要两个电子，而非硫酸盐还原需要8个电子(式(9)、式(10)).与硫酸盐减少相比，理论上减少了75%的有机消耗.实验室规模研究表明，与硫酸盐还原相比，S0还原可降低25.6%-78.9%的硫化物生产化学成本[43].

SO42-+ 10H++ 8e-→H2S + 4H2O

(9)

S0+ 2H++ 2e-→H2S

(10)

在无pH改善的情况下处理酸性矿山污水(AMD)时，在极酸性条件(pH 2.6-3.5)下，S0还原率仍可达36 mg S/L-h[44]，与中性条件下的硫酸盐还原过程相当(表1).在酸性条件下，细胞与S0的直接接触和细胞外电子转移(extracellular electron transfer, EET)是S0利用的主要途径.此外，酸性S0还原生物反应器可以进一步减少对碱性供应的化学需求，并需要进一步研究，以验证其在中试或全尺寸应用的可行性.

表1 S0驱动和硫酸盐驱动硫化反应器的比较

2.3.2 砷的还原和沉淀

地下水砷污染已被认为是许多发展中国家的主要问题，特别是在孟加拉国[50].砷酸盐(As(III))和砷酸盐(As(V))是水环境中最常见的砷种类，前者比后者具有更高的迁移率和毒性[51].硫酸盐还原产生的生物成因硫化物可以通过形成不溶性硫化砷沉淀(As2S3和AsS)来去除As(III)(式 (11)和式(12))[52].硫化物还可以将As(V)化学还原为As(III)，最终固定As为 As2S3和AsS[53].然而，在实际应用中，由于可溶性硫代亚砷酸盐(As(OH)S22-)的生成，硫酸还原法不能稳定地去除污水中的砷.这是硫酸盐还原过程中pH值升高和HS-过多的结果，促进硫代砷络合物的产生(式 (13))[54].为了减少硫代砷络合物的形成，在高As/S摩尔比(0.67)时pH应小于6.9，在低As/S摩尔比(0.05)时pH应小于5.5[55].

酸性条件下S0还原是一种很有前途的选择，因为这一过程产生大量的硫化物而不提高pH.研究发现，pH约为4.3的S0填料反应器排出的污水可以有效地去除砷(>99%)，且As/S摩尔比范围宽(0.05-0.55)，没有硫代亚砷酸盐的形成.然而，即使在完全除砷后，产生的硫化物仍然是过剩的.硫化物很可能导致设备腐蚀，特别是在酸性条件下，这意味着需要采取反作用措施来避免此类腐蚀问题.

2H3AsO3+ 3HS-→
As2S3+ 3H2O + 3OH-

(11)

H3AsO3+ HS-+ 2H+→
AsS + 3H2O

(12)

As2S3+ HS-+ 3OH-→
2As(OH)S22-+ H2O

(13)

2.3.3 汞(II)的去除和甲基汞的消除

水环境中的汞离子(Hg(II))对人类和其他生物具有高度毒性.虽然硫酸盐还原可以通过形成汞硫化物沉淀来去除汞，但大多数SRB是汞甲基化物，这意味着它们可以在有机物和硫酸盐的存在下将汞离子(Hg(II))转化为神经毒性甲基汞(MeHg)[56].最近，S0的降低已经实现了在不积累甲基汞的情况下有效去除汞[33].一项为期326天的S0还原工艺处理汞污染污水的研究表明，该工艺可以在不检测甲基汞的情况下有效去除浓度为0 - 50 mg/L的汞(II).随着时间的推移，汞甲基化功能基因(HgcA)的丰度显著降低，但并没有完全消失.主要鉴定出的S0RB为Geobacter和Desulfumicrobium，其中部分成员为汞甲基化物[57].然而，该过程中甲基汞缺失的机制尚不清楚.该研究提出，甲基汞的缺失可能归因于溶解有机物与汞(II)的结合，从而抑制汞甲基化[58].因此，对甲基汞缺失的机制有待进一步研究.

3 未来前景和研究方向

尽管近年来S0在污水中的应用受到越来越多的关注，并取得了实质性的进展，但基于S0的生物技术的基本机理和应用方面的许多问题仍然没有得到解答.笔者认为，基于S0的生物技术研究应着眼于以下几个方面.

(1) 提高S0生物利用度是拓宽S0生物技术应用的关键一步.由于S0的水溶性极低，其生物利用度低，限制了S0生物技术的规模化和广泛应用.尽管已经证明了一些可行的方法可以提高S0的生物利用效率，但仍需要更多功能的策略来使它们更具竞争力和生命力.建议关注S0颗粒与生物膜界面生物(化学)过程的理解和调控，探索S0表面修饰，将细胞外氧化还原介质或导电材料引入S0基体系，并优化生物过程中多硫化物的形成.

(2) S0歧化是全球生物化学硫循环中的一个重要过程，在淡水和海洋沉积物以及生物增强系统中均发现了S0歧化细菌.S0歧化可能被潜在地用于同时提供易于生物可利用的电子给体和接受体的水和污水处理.然而，S0歧化在水或污水处理过程中的工程应用尚待报道.未来的研究可以指向开发新的S0歧化水和污水处理工艺.

(3) 生物质S0是一种生物废弃物，比化学生产S0具有更高的生物可及性.在这些生物技术中对生物质S0的应用应该进行更多的探索，并确定生物质S0如何影响硫代谢.然而，生物质S0并不是普遍可用的，在进行成本效益分析时应考虑运输所造成的成本.为了有一个更可持续的方法，硫源可以通过额外的过程回收.例如，生物源硫化物可以通过微曝气或硫化物驱动的自养反硝化再氧化为S0[18-19].副产物硫酸盐也可以通过生物电化学系统转化为S0[59-60].S0的回收和循环可以帮助闭合循环，从而促进循环经济.因此，基于S0的生物技术与生物电化学系统的集成可能是未来的另一个研究方向.

(4) 种间相互作用在维持系统功能方面比单个种群发挥更重要的作用，这可能有助于提高S0的生物利用度和提高系统性能.例如，发酵细菌可以将大分子有机底物分解为简单底物，支持S0RB的活性和呼吸.在SADN体系中，产硫细菌产生的硫化物可以提高S0的生物可达性，从而改善硝酸盐还原细菌介导的反硝化作用.因此，应通过宏基因组、转录组和蛋白质组分析以及稳定同位素标记等新兴技术，进一步研究整个群落水平和分子水平上的微生物群落结构和微生物相互作用.这些信息将有助于通过校准操作参数和促进更好的微生物途径来优化工艺性能.

与传统污水处理方法相比，基于S0的生物技术可以大幅降低添加外源碳源(甲醇、乙醇、醋酸盐、葡萄糖等)带来的运行成本，不会产生残留有机物引起的二次污染.S0极低的水溶性是实现高水平工艺性能的主要瓶颈，通过进一步阐明微生物对S0的可及性和微生物S0代谢的基本机制，可以克服这一瓶颈.还应研究以S0为基础的生物系统中新出现的污染物的命运及其与微生物群落的相互作用.总的来说，S0转换的多功能性将导致未来用于水和污水处理的新的生物技术过程.