水体与沉积物中氮、硫的还原过程及相互作用机理研究进展

孔祥民，盛彦清，王 政

（1. 中国科学院 烟台海岸带研究所，山东 烟台 264003；2. 山东省海岸带环境工程技术研究中心，山东 烟台 264003；3. 中国科学院大学，北京 100049）

随着工农业生产的迅速发展和城市化进程的不断加快，水体和沉积物污染问题日益严峻。造纸、制革、制药、屠宰、食品加工和石油精炼等行业会产生大量含氮、硫污染物的废水。其中氮污染物有硝酸盐（NO3-）和亚硝酸盐（NO2-），硫污染物有硫酸盐（SO42-）和硫化物（S2-）等［1］，这些污染物不仅危害环境［2-3］，同时也严重威胁人体健康［4-5］。氮、硫元素有着丰富的中间价态，能够形成不同形态的氮、硫物质，这些物质之间还能够彼此转化、相互耦合，进而造成更为严重的污染问题［6］。各种氮、硫污染物中，NO3-和SO42-由于性质稳定、溶解度较大，在水体和沉积物中最为常见。因此，研究不同形态氮、硫污染物间的相互作用过程，并对NO3-、SO42-污染问题进行有效治理迫在眉睫。

目前，关于NO3-和SO42-污染治理的方法较多，其中将NO3-和SO42-还原成无毒无害的N2和单质S被认为是污染物去除最彻底、最有效的方式。一些学者利用氮、硫元素之间的耦合循环，开发了同步去除氮、硫污染物的一系列新工艺［7-9］，用于控制油田酸化［10］、排水管道中H2S、N2O的释放［11］等。然而，关于氮、硫元素之间的耦合循环以及不同形态氮、硫污染物之间的相互作用机理尚不明确。

本研究综述了水体与沉积物中NO3-/SO42-的同步还原过程以及该过程中氮、硫元素之间的相互作用，展望了未来同步脱氮除硫工艺的研究方向，以期为NO3-和SO42-污染控制技术的开发提供参考。

1 NO3-/SO42-的同步还原过程

1.1 NO3-/SO42-的生物还原过程

水体或沉积物中的NO3-和SO42-可以通过物理法、化学法和生物法进行处理。相比较而言，生物法具有效率高、成本低、不使用化学药剂、不产生化学污泥、在自然环境条件下即可运行的优点。在水体和沉积物中，微生物介导的传统氮循环过程包括硝化作用、反硝化作用和固氮作用。首先，在硝化作用中，NH4+被硝化菌氧化为NO2-或NO3-；然后，在反硝化作用中，NO2-或NO3-被硝酸盐还原菌（NRB）还原为N2；最后，N2在生物体内通过生物固氮作用被还原为NH4+，完成氮的循环。在氮循环过程中，反硝化、异化NO3-还原为NH4+（DNRA）和厌氧氨氧化（Anammox）是实现NO3-还原的3种主要途径，合称为“NO3-异化还原过程”［12］。其中，反硝化和Anammox将NO3-或NO2-转化为N2的过程被认为是生态系统中彻底去除活性氮的过程；DNRA可以将NO3-还原为NH4+，从而被固定在生态系统中［13］。

以微生物介导的硫循环主要包括SO42-还原和S2-氧化两个重要过程。在厌氧条件下，SO42-通过SO42-运输、 SO42-激活、5-磷酸腺苷（APS）还原和SO32-还原4个步骤［14］被还原为S2-或H2S等硫化物。SO42-还原的途径有同化SO42-还原（ASR）和异化SO42-还原（DSR）两种。ASR是SO42-在微生物作用下合成有机硫化物的过程，即在微生物的作用下，SO42-首先被转化为还原态硫，参与微生物的代谢活动，最终转化为半胱氨酸和胱氨酸等有机硫化物，构成生物体的细胞组分；DSR是硫酸盐还原菌（SRB）通过有机化合物或氢气的氧化与SO42-的还原相结合来获取能量，并产生无机碳和硫化物的过程。ASR和DSR之间最明显的区别在于：SO42-通过ASR合成含硫氨基酸，而硫酸盐在DSR中用于产生能量。SO42-还原生成的还原态硫化物，在好氧或光照条件下，被硫氧化菌氧化成单质S、SO42-等产物，从而完成硫循环。

除上述传统的氮、硫循环途径外，随着研究的深入，人们还发现了一些新的氮、硫循环转化过程。FDZ-POLANCO等［15］利用厌氧流化床反应器进行甜菜酒糟废水处理时，首次发现了SO42-型厌氧氨氧化（SRAO）现象，该反应可以同时去除NH4+和SO42-，并且生成N2和S单质。WANG等［16］在研究湿地生态系统Anammox过程中发现：DNRA细菌可以利用S2-作为电子供体来生产NH4+和NO2-，DNRA的产物（即NH4+和NO2-）被Anammox细菌所利用，生产NO3-作为反应的最终产物；S2-驱动的DNRA通过支持Anammox细菌介导的Anammox，在湿地生态系统的氮、硫循环中发挥重要作用。近年来，以S2-、S0、S2O32-为电子供体驱动的反硝化反应得到了较为深入的研究，并在废水同步脱氮除硫工艺中得到应用，这些研究极大地拓宽了氮、硫循环的途径，加深了人们对微生物介导的氮、硫循环的理解。

NO3-/SO42-同步还原时氮、硫的循环模式见图1［16］。由图1可见：在SRB作用下，SO42-被还原为S2O32-、S0和S2-，这些物质可作为电子供体驱动NO3-、NO2-进行反硝化作用；在Anammox菌作用下，NH4+、NO2-可转化为N2和部分NO3-；硫自养反硝化菌和硫化物驱动的DNRA又可将部分NO3-还原，产生的中间产物NO2-、NH4+被Anammox菌利用，或进一步转化为N2排放，从而形成氮、硫共循环。

图1 NO3-/SO42-同步还原时氮、硫循环模式

1.2 NO3-/SO42-的化学还原过程

与NO3-/SO42-的生物还原相比，关于NO3-/SO42-化学还原的研究报道较少。NO3-的化学还原是指在碱性条件下，利用还原剂将水中的NO3-还原为N2，以去除NO3-的过程。根据还原剂种类的不同，化学还原法可以分为活性金属还原法和催化还原法两种。活性金属还原法一般使用Fe、Al、Zn和Cu等金属单质作还原剂。催化还原法则是将Pb、Pt、Ru和Rh等重金属催化剂负载于多孔介质上，利用氢气、甲酸等物质作为还原剂，将水中的NO3-催化还原为N2［17］。关于SO42-的化学还原过程和机理研究更少，目前鲜有将SO42-化学还原方法用于SO42-污染治理的报道。

发生化学还原的关键是电极电位差（ε0），因此，探究NO3-/SO42-同步化学还原过程，可以从电化学角度进行分析，表1列举了一些常见氮、硫物质的标准电极电位（E）［18-19］。E是用来推测氧化还原反应能否自发进行的重要指标，当氧化剂与还原剂的ε0为正值时，氧化还原反应才会发生。而且ε0越大，氧化还原反应越容易发生。因此，从理论上讲，氮、硫物质之间可能发生的氧化还原反应见表2。实际中，氮、硫物质之间的氧化还原反应还会受到反应速率及反应条件的影响，因此，需要进一步探究不同形态氮、硫物质之间的化学反应及其相互作用。

表1 常见氮、硫物质的E（25 ℃）

表2 常见氮、硫物质间可能发生的氧化还原反应

2 NO3-/SO42-同步还原过程中不同形态氮、硫物质间的相互作用

2.1 竞争作用

在NO3-/SO42-同步还原过程中，NRB和SRB由于生长环境相似，可以在同一厌氧环境中共存。当营养物质有限时，二者之间会发生激烈的竞争［20］。研究表明，在与SRB的竞争过程中，NRB通常会占据优势，从而优先利用电子供体［21］。当NRB和SRB以乙酸盐为基质时，相应的热力学和动力学常数见表3［22］。由表3可见：NRB的米氏常数（Km）值更低，这表明NRB对乙酸盐的亲和力高于SRB；从热力学角度看，反硝化反应的吉布斯自由能（ΔG）值更低，表明NO3-还原释放的能量高于SO42-还原释放的能量，所以NO3-还原反应更容易发生。此外，SRB所要求的氧化还原电位（ORP）（-100 mV）比NRB低（+400 mV），所以NO3-还原反应优先于SO42-还原反应发生［21］。当NO3-浓度较高时，NRB会通过基质竞争作用影响SO42-还原。但是，由于SRB的最大比基质降解速率（Vmax）高于NRB，因此能有效地转换基质，从而保持物质代谢平衡。所以，当基质充足时，NRB对SRB之间的基质竞争作用并不明显。

表3 NRB和SRB的热力学、动力学常数

基于NO3-/SO42-同步还原过程中的竞争作用，很多学者通过外加NO3-来控制SO42-还原产H2S和S2-。DAVIDOVA等［23］在研究NO3-对油田生产废水中微生物作用过程的影响时发现，向Oklahoma和Alberta油田生产废水中分别加入5 mmol/L和10 mmol/L的 NO3-可完全抑制S2-的产生，且NRB数量增加。YANG等［22］分别将Fe3+和NO3-加入到4个生物反应器中，考察它们对H2S控制的影响。结果发现：在反应器中添加NO3-后，异养硝酸盐还原菌（hNRB）陶厄氏菌（Thauerasp.）在与SRB竞争电子供体时占据优势，成为优势菌，抑制了硫化物的产生。

2.2 抑制作用

2.2.1 NO3-抑制SO42-还原

NRB除了与SRB竞争电子供体外，NO3-的加入还会抑制SRB的活性，其可能的原因有：

1）NO3-直接抑制SRB生长。NO3-通过增大细胞渗透压和影响细胞代谢对SRB产生负面影响，从而直接抑制SRB的活性。HE等［24］研究发现：加入NO3-会增大细胞渗透压，并影响甲基/S-腺苷甲硫氨酸（SAM）代谢和能量代谢等多个代谢途径，从而直接抑制变形杆菌（D. vulgaris）的生长；此外，加入NO3-后，丙酮酸分解代谢所产生的关键中间体的相关功能基因，如丙酮酸甲酸裂解酶（DVU2824）及其激活酶（DVU2825）的丰度明显增加，但NO3-抑制作用和变形杆菌能量代谢方式之间的关系尚不明确。

2）氧化还原电位的变化。在NO3-/SO42-同步还原过程中，NO3-被用作氧气的替代电子受体，NO3-浓度升高降低了溶解氧（DO）消耗，从而引发了DO的增加和ORP的升高［25］。SRB和NRB所要求的ORP不同，当系统ORP高于-100 mV时，SO42-还原会受抑制从而减少H2S产生［26］。ALLEN［27］研究发现，投加质量浓度为1.0 g/L 的NO3-至下水道污泥中，可以阻止S2-产生，并且认为加入NO3-后，系统的ORP得到提高，从而抑制了SRB的活性。

3）系统内部厌氧循环。NO3-作为NO3-还原硫离子氧化细菌（NR-SOB）的电子受体，可以将S2-氧化为SO42-。生成的SO42-又可以作为电子受体，还原为S2-后完成硫的循环。系统内部的厌氧循环也是NO3-抑制SO42-还原的原因，研究表明，NRSOB可通过生成NO2-或提高系统的ORP来抑制SO42-还原，同时S2-经NR-SOB重新氧化为SO42-也不利于含硫物质的彻底去除。NEMATI等［28］用分离的纯NR-SOB属的脱氮硫杆菌（Thiomicrospirasp.CVO）研究了NO3-抑制SO42-还原产H2S的机理，结果表明：可能是Thiomicrospirasp. CVO菌氧化S2-后提升了系统的ORP，从而对SO42-还原产生抑制作用。HAVEMAN等［29］向纯培养的SRB属的脱硫弧菌（Desulfovibrio）中加入脱氮硫杆菌后，SO42-还原受到了抑制，并且认为这种抑制作用主要是由NR-SOB还原NO3-产生的NO2-而引起的。LIU等［30］在研究添加NO3-对下水道沉积物中SO42-还原菌活性的影响时也发现，NO3-的加入刺激了硫自养反硝化菌的生长和繁殖，系统内部的厌氧循环导致S2-浓度降低。

4）中间产物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等物质，这些中间产物也可能对SO42-还原产生抑制。NO2-是反硝化过程中最常见的中间产物，NO2-对SRB的抑制作用在于：NO2-抑制了SO42-还原为S2-过程中微生物酶的活性。有学者认为发生抑制作用的主要有毒物质是亚硝酸，细胞外的亚硝酸进入细胞内作为解联剂释放氢离子，细胞内质子直接影响三磷酸腺苷（ATP）合成所需的跨膜pH梯度，从而起到抑制作用［31］；也可能是NO2-在酸性条件下生成游离亚硝酸，游离亚硝酸可使微生物失活，从而抑制SO42-还原。REINSEL等［32］在研究用NO3-、NO2-和戊二醛控制SO42-还原时发现，加入0.36 mmol/L的NO3-不能抑制SRB活性，而加入0.51mmol/L的NO3-后能产生 0.51～0.71 mmol/L的NO2-，从而有效抑制了SRB的活性。VESHAREH等［33］通过实验和现场数值模型比较了NO3-、NO2-和高氯酸盐在抑制海上油藏中S2-产生方面的作用，结果表明：NO2-对S2-积累的抑制作用最强，注入1 mmol/L的NO2-可减少92%的石油酸化。NO由于含有一个活化态的未成对电子，所以对许多细菌都有非专性的毒性抑制；N2O可与生物酶内的过渡金属形成复合键从而改变酶活性，进而抑制SRB的代谢［34］。

综上，NO3-抑制SO42-还原的不同机理之间紧密联系，且存在着连锁反应。如提高NO3-的浓度可能会直接抑制SRB的活性，且NO3-可以成为氧气的替代电子受体，提高系统的DO，进而使系统ORP提高，抑制SO42-还原。同时，反硝化反应的副产物NO2-、NO、N2O会抑制SO42-还原。而NO3-/SO42-同步还原过程中伴随的硫自养反硝化反应同样会通过生成NO2-或提高系统ORP来抑制SO42-还原。因此，关于NO3-抑制SO42-还原的机理还需要深入研究。

2.2.2 硫化物抑制

S2-可能对NRB和SRB均有毒性，从而对NO3-还原和SO42-还原过程均有抑制作用［35］。关于S2-的抑制机理目前争议较多。一种观点认为H2S能扩散进入细胞内使蛋白质失去活性进而产生抑制；另一些研究认为S2-的抑制效果与总硫化物或非离子态硫化物的浓度相关［36］。XU等［37］在反硝化脱硫工艺（DSR）条件下，同时去除S2-、NO3-和醋酸盐，发现：当S2-质量浓度达到718～1 485 mg/L时，对NO3-还原产生了抑制作用，同时，反硝化速率和醋酸氧化速率急剧降低，表明高浓度的S2-对自养和异养NRB均有毒性。OTWELL等［38］采用转录组学和代谢组学技术手段分析发现了S2-和半胱氨酸介导的抑制NRB生长代谢的机制：S2-和半胱氨酸通过破坏分支链氨基酸（BCAA）的生物合成、特定碳源的利用和辅助因子代谢等过程来抑制NRB的生长代谢。这进一步揭示了S2-抑制NO3-还原的机制。

2.3 协同作用

NO3-/SO42-同步还原过程中，除竞争作用和抑制作用外，还能互相利用代谢产物从而形成协同或共生体系。一方面，SO42-还原产物可在硫自养反硝化菌的作用下作为NO3-还原的电子供体，研究表明，S2-、单质S、S2O32-均可以作为电子供体［39］，反应式见式（1）～（3）。

另一方面，S2-驱动的DNRA也是氮、硫之间进行协同作用的方式之一，S2-可作为DNRA的电子供体，其反应见式（4）。目前已在水体和沉积物中观察到高浓度S2-与DNRA的耦合［40-41］。

此外，NO3-还原的产物可在SO42-驱动下发生SRAO，从而使NO3-还原和SO42-还原产生协同作用。SRAO过程中，NH4+和SO42-反应生成N2和低价态的硫化合物，实现了高效、低能同步脱氮除硫的目的，因此受到了众多学者的关注。具体来说，SRAO的反应过程分为3个阶段：首先，SO42-与NH4+反应生成S2-和NO2-；然后，S2-与NO2-发生硫自养反硝化反应生成单质S和N2；最后，剩余的NH4+和NO2-进行Anammox反应，见式（5）～（7）［15］。

随着研究的深入，人们发现SRAO在有机碳源或无机碳源的条件下均可发生，并推理出多种SRAO反应过程［42］。这些研究加深了对氮、硫协同作用的认识，有助于开发出更多同步脱氮除硫新工艺，如硫自养反硝化工艺，该工艺无需外加有机碳源、有机残留物少、污泥产量少、处理成本低［43］，已成为了废水脱氮除硫领域的研究热点。

3 结语

本文综述了NO3-/SO42-的同步还原过程，总结了该过程中不同形态氮、硫物质间的相互作用机理。与化学还原法相比，生物还原法由于成本低廉、效率高、适用范围广等优点而备受关注。利用NO3-/SO42-同步还原过程中氮、硫元素之间的竞争和抑制作用，人们已经开发出诸如控制油田酸化、控制排水管道H2S、N2O释放等技术；利用氮、硫循环之间的协同作用，硫自养反硝化、SRAO等同步脱氮除硫工艺得到了开发与应用。作为水体和沉积物中的主要污染物和重要生源要素，氮、硫元素的循环作用机理仍需进一步探讨，因此，今后的研究应着重于以下方面。

a）探究NO3-/SO42-发生同步化学还原的可能性，研究在化学还原条件和生物还原条件共存情况下NO3-/SO42-的还原路径，以及化学还原和生物还原对NO3-/SO42-同步还原的贡献及影响。

b）进一步剖析NO3-抑制SO42-还原的过程，明确各抑制过程的机理及可能产生的相互作用，从而为控制油田酸化、排水管道H2S释放等新技术的研究提供理论依据。

c）深入研究硫自养反硝化、硫驱动的DNRA和SRAO等同步脱氮除硫工艺及耦合关系，不断优化工艺运行条件，为工业化应用奠定基础。