中国是一个水产养殖业大国，2018年全国海水养殖面积204万公顷，产值3 572亿元；淡水养殖515万公顷，产值5 884亿元^[1]，海水养殖单位面积产值较淡水养殖高出近50%，海水养殖为中国经济发展和满足人们对高质蛋白的需求做出了重大贡献。

健康的水质是海水养殖的基础，当注入的污染物超出水体自净容量时，则会造成水环境的持久性污染。随着集约化养殖规模和密度的不断扩大，养殖生境有机污染加剧，部分底质环境出现“老化”现象^[2]。“老化”生境的直接原因除了有机物、氮磷污染严重外，主要是过量的溶解性硫化物(包括H₂S、HS^-、S^2-)在沉积物－水界面大量富集并迁移扩散造成的。在海水养殖沉积物中，硫元素的赋存形态非常复杂，包括氧化态如硫酸盐、亚硫酸盐类；还原态如金属硫化物、溶解性硫化物以及丰富的有机硫化合物。其中溶解性硫化物与底栖生物关系最为密切，其重要性已经逐渐引起人们的重视。我国规定养殖沉积物中硫化物浓度应该低于300 mg/kg(GB18668—2002)，养殖水体中硫化氢浓度应该小于0.2 mg S/L(GB11607—1989)。

调查发现，我国许多近海养殖区底质和水体环境硫化物污染严重。对胶州湾东北部、西北部现场调查中发现，部分站位表层沉积物中溶解性硫化物浓度最高可达740 mg/kg^[3]；桑沟湾筏式养殖区沉积物孔隙水中硫化物浓度最高28.4 mg/L^[4]。国外某些近海环境现状亦不容乐观，Reese等^[5]对美国加州索尔顿咸水湖调查发现，上覆水体中硫化氢浓度达38 mg/L，而沉积物孔隙水中硫化物浓度更是达到了179 mg/L，每年夏季有大量鱼类死亡。同样的，Asaoka等^[6]对日本半封闭的广岛湾进行调查，表明沉积物上覆水中硫化物浓度为5.9 mg/L，水生生物已经受到明显毒害。

可见，近海养殖生境中硫化物的污染形势依然严峻，为有效预防和控制这类污染对养殖环境的危害，本文综述了近海养殖环境中硫化物产生的机制及驱动力、硫化物在沉积物-水界面的扩散通量、硫化物污染的控制技术及各自的优缺点，希望为近海生态养殖、硫化物防控提供参考。

1 硫化物的产生机制及毒害作用 1.1 硫化物污染的产生

根据海水养殖设施离岸远近，可分为工厂化(池塘)养殖、滩涂养殖、浅海(底播、筏式、网箱)养殖以及深远海养殖等。其中滩涂和浅海养殖均属于利用近岸自然海域的集约化养殖方式，养殖过程中，高密度的养殖设施和养殖生物严重削弱了近海环境水动力循环，延长了海水交换时间^[7]；而且随着集约化养殖规模和密度的扩大，大量未被摄食的高蛋白饵料，以及通过生物滤食形成的生物沉降进入养殖生境，导致好氧微生物过度繁殖，水中溶解氧进一步消耗，进而在局部形成低氧或无氧环境^[8-9]。在此条件下，含硫有机质，如甲硫氨酸、半胱氨酸等将通过某些微生物的矿化作用产生氨氮和硫化物；而硫酸盐还原菌(SRB)将以有机物为碳源和电子供体，以海洋中丰富的硫酸盐为电子受体，实现在无氧状态下的硫酸盐呼吸过程(即硫酸盐异化还原)，产生大量硫化物^[10] (见图 1)。

1.2 硫化物对养殖生物的毒害作用

在海水养殖区，硫化物已经成为仅次于氨氮的强烈生物毒性污染物。高浓度的硫化物沿浓度梯度由缺氧区扩散到上覆水体，部分被溶解氧氧化去除，而残留的硫化物，特别是非离子态的硫化氢(H₂S)，极易造成底栖生物和水生生物的毒害^[8-9]。研究表明，硫化物不但会刺激和腐蚀养殖生物的鳃组织，还可与生物血液中的血红蛋白结合产生硫血红蛋白，极大地降低血液的携氧能力^[11-12]。Yokoyama ^[13]研究指出，当底泥中挥发性硫(AVS)的浓度大于1.7 mg/g时，在该环境中将很难有生物生存。Kiemer等^[14]研究发现，鲑鱼在7.8 μmol/L硫化氢环境中，第6周时鳃损达到最高，在第10周时，约50%肝细胞坏死。另外，硫化物的暴露还会改变水生生物肠道微生物群落结构，增加患病的风险，Suo等^[15]将太平洋白对虾暴露在不同浓度水平硫化物中，发现对虾肠道内致病菌的丰度随着硫化物浓度的升高而提高。

2 污染形成的驱动因素及其扩散 2.1 硫化物形成的驱动力

研究表明，有机质对硫化物的形成具有极强的刺激作用，沉积物中硫化物浓度与有机质含量呈现较好的正相关关系^[16]。而溶解氧、硝酸盐、温度、盐度、pH等环境因子以及微生物、底栖生物等生物干扰对沉积物中硫化物的产生也具有重要的作用^{[5, 17]}；研究还发现养殖生境中抗生素对微生物的群落结构和酶活性也具有显著影响，是目前养殖过程中硫化物形成不容忽视的环境因子^[18]。可见，在养殖生境中，硫化物形成过程受到多种因素的影响，主要形成途径也将因环境条件和人为干扰的不同而变化，深入探讨硫化物形成的驱动力成为解决养殖生境污染的关键科学问题。

2.2 硫化物的扩散

硫化物产生以后，在泥水界面系统中发生着非常复杂的地球化学过程，能够与沉积物中的金属形成金属硫化物，并进一步形成稳定的黄铁矿硫化物(FeS₂)^[19]；而99%的溶解性硫化物(包括H₂S、HS^-和S^2-)，将向周围迁移扩散进入水环境，更高浓度的硫化物甚至可透过水－气界面进入大气，引起局域地区环境条件的改变^[5]。

Bruchert等^[20]对沿岸上升流区沉积物－水界面的硫化物扩散通量研究表明，硫化物主要来源于沉积物－水界面以下16 cm范围内硫酸盐异化还原过程，在界面处的通量最高可达32.2 mmol/(m²·d)，结果导致在陆架内上覆水中H₂S浓度可达22 mmol/L。Reese等^[5]发现在美国南加州索尔顿咸水湖中，冬季硫化物自沉积物向水体迁移扩散通量为2~3 mmol/(m²·d)，而夏季则高达8 mmol/(m²·d)，由于高浓度硫化物的扩散，水体中90%的氧气被硫化物消耗。硫化物迁移扩散过程中的控制因素非常复杂，极易受溶解氧、温度、pH以及微生物等环境因素的影响而产生较大波动，这给硫化物的迁移和界面通量研究带来不少困难^{[5, 20]}。为了精确测量硫化物扩散通量，往往需要进行现场试验或者模拟试验，尽量降低由于水体含氧波动而造成失误。

3 海水养殖生境中硫化物的控制技术

为了控制养殖生境中硫化物的产生，需要从政策角度出发，控制养殖规模、减少投饵量、提倡生态养殖；也需要从技术角度考虑，进一步研究硫化物产生的机制和驱动因素，寻找预防硫化物大量产生及扩散的方法，以及能够快速消除生境中已经存在的硫化物污染的技术。

3.1 硫化物污染的物理控制

物理性控制技术的原理是通过各种方式提高养殖生境的氧化还原电位，或者清除、转移、覆盖海水养殖环境底泥，以隔离硫化物产生和积累的环境条件。常用的方法包括提高水动力循环、曝气充氧，进而创造水体氧化性环境^[21]；高位塘翻耕晒池、岸滩贝类养殖区压沙翻耕，以强化硫化物释放及气体流通^[12]；采用破碎牡蛎壳吸附^[22]、粒状活性炭吸附^[23]转移局部区域硫化物以及对沉积物底泥疏浚、覆盖等。

这些物理方法具有建设成本和运行费用低、效果直接等优点，在有些养殖海域得以应用。缺点是只能应用于池塘养殖或小面积封闭水体的养殖区以及滩涂养殖区，难以去除水体中的溶解性有机物，不能从根本上消除沉积环境中的有机污染物，很难应用于大面积海水养殖区，且对鱼类等养殖对象有强毒性的氨氮、硫化物等污染物去除效果较差^[24]。

3.2 硫化物的化学控制技术

化学法是目前海水养殖环境中硫化物控制中有效方法，它主要是利用化学制剂与污染物发生氧化还原等反应，使硫化物被氧化为无毒无害的高价态物质的过程。对于硫化物的去除，主要包括直接投加铁盐^[25]、硝酸盐^[26]、过氧化氢^[27]等的液体氧化剂或颗粒氧化铁^[28-30]、粉煤灰^{[23, 31-32]}等的固体氧化剂，将还原态的硫化物氧化到无毒的高价态，或与硫化物相结合，转化为毒性较低的物质。

苗宗成等^[33]应用高铁酸钾(K₂FeO₄)对养殖废水处理净化的研究结果表明高铁酸钾对养殖废水中菌落总数、COD、浊度和硫化物的去除效果良好，当K₂FeO₄使用量为8 mg/L时，菌落总数、浊度、COD及硫化物的去除率分别为98.80%、98.42%、92.16%和98.78%，对亚硝酸盐和氨氮也有一定的去除效果。然而，通过施加过氧化氢、硝酸盐及铁盐等液体氧化剂^[34]去除沉积物表层残余及水体中的硫化氢，虽然能够使硫化物浓度快速降低，却并不是经济有效的方法。因为水产养殖区沉积物中的硫化物是缓慢释放的，用于去除硫化物的可溶性化学物质往往会大量释放到水体中，造成资源的浪费，也不能持久地发挥作用，甚至可能对养殖生物和水生生态系统构成威胁^[35]。此外，为将硫化物控制在较低浓度水平往往需要多次施加，有研究表明在土壤和沉积物修复过程中投加氧化剂的操作成本要远远高于氧化剂本身的成本^{[30, 36]}。

相比之下，投加颗粒煤灰球或氧化铁等固态氧化剂控制硫化物是一种相对安全且有效的方法^{[30, 32]}。Asaoka等^[23]研究发现利用燃煤电厂燃煤过程中产生的副产品制成的颗粒状煤灰具有高效的硫化物去除效果，最高可达108 mg/g，这主要是因为其所含的高价态的Mn(III)、Fe(III)等可将水体中的硫化氢氧化为单质硫^[37]，而且为控制沉积物中硫化物释放而实际应用于海洋沉积物中的颗粒状煤灰不需要回收活化^[38]。颗粒状煤灰表面的硫化氢吸附位点可以在海水垂直混合季节被水体中的溶解氧活化再生——主要是将被硫化氢还原的氧化锰氧化到高价态，使其氧化固定硫化物的能力得以恢复，实现有效抑制沉积物孔隙水中硫化氢释放的目的^[38]。应用于现场试验的颗粒状煤灰几乎可完全抑制硫化氢的产生，并且与对照地点相比，试验地点的底栖生物数量增加了几个数量级^[31]。研究认为，应用于现场试验的颗粒状煤灰能控制硫化氢的主要原因可能是提高了沉积物环境的pH，抑制了硫酸盐还原微生物的活性，从而在源头上控制了H₂S的生成^[31]。此外，颗粒状煤灰中的Ca²⁺还能与水体中的磷酸盐反应形成磷酸钙降低环境的富营养化水平，提高生态环境质量^{[32, 39]}。然而，颗粒状煤灰的制备原料主要是水泥、燃煤副产物，重金属离子含量较高^[40]，随着时间的延长，海洋沉积环境重新变为厌氧环境，在厌氧环境中这些燃煤副产物中的重金属离子溶解度增加，很容易释放到海洋水体中，导致重金属污染^[41-42]。

颗粒铁(氢)氧化物在控制硫化物污染过程中安全性较高，持久性较好。颗粒铁以固体形式在水相或沉积物中通过氧化还原作用持续去除硫化物，并根据环境条件在颗粒铁表面形成无定型表面结合Fe(Ⅱ)化合物、硫化铁(FeS)和单质硫S^[29]。Yin等^[30]应用氢氧化铁对硫化物去除的研究结果表明，原始氢氧化铁颗粒去除硫化物的能力最高可达68.34 mg/g。Sun等^[29]应用颗粒氢氧化铁、颗粒氧化铁以及生锈的碎铁屑对水溶液中硫化物的去除结果表明，生锈的碎铁屑对硫化物的去除能力最高，可达49.5 mg/g，而在沉积物水界面中对硫化物的控制中，颗粒氢氧化铁对硫化物的去除量可达(92.0±4.2) mg/g，是在水溶液中的三倍以上，少量的铁氧化物便可在较长时间内将硫化物控制在较低水平。

被硫化物还原的铁氧化物通过短时间的曝气以及海水携氧流动，可以恢复甚至增强颗粒铁的去除硫化氢的能力。这主要是因为颗粒氢氧化铁表面的Fe(Ⅱ)、FeS在曝气过程中再次被氧化为无定形或较为无序的铁氧化物，这种铁氧化物具有更大的比表面积，更容易与硫化氢反应^{[28, 35]}。但曝气恢复过程中硫化铁转化产生的单质硫可能会聚集在颗粒铁表面，占据反应位点，在反复使用之后颗粒氢氧化铁活性位点逐渐减少。此外，氧气在水中溶解性较低，使用溶解氧恢复颗粒铁难度较大^[35]。为此，Yin等^[30]通过定期定量投加过硫酸盐、氯和过氧化物对颗粒铁的氧化方法进行改良，其中过硫酸盐可将还原状态的FeS全部转化为SO₄^2-。

此外，由于沉积物中的硫化物是缓慢释放的^[35]，将氢氧化铁与化学氧化剂组合使用被认为是一种具有良好前景的持久原位控制硫化物的方法。首先，投加的氢氧化铁可以持续吸收氧化沉积物中缓慢释放的硫化氢；另外，在合适的时间投加适量的氧化剂不仅减少了投加氧化物的次数，降低了操作成本，又可以使颗粒铁去除硫化氢的能力再次恢复，达到沉积物中硫化氢持续原位控制的目的。

3.3 硫化物污染的生物控制技术

依赖于生物的硫氧化技术具有经济高效、应用效果好、无二次污染等优点，在养殖区硫化物控制中表现出极高的应用潜力。海洋生物对硫化物的控制措施包括以海洋动物与植物为主体的生物控制措施以及以海洋微生物为主体的生物控制措施。前者主要是通过消耗海水及沉积物中的有机质、氮磷，从源头上减少硫化物的产生而间接起到对硫化物的控制效果。而海洋微生物对硫化物的控制是通过直接的生物氧化过程实现的。

以海洋悬浮颗粒为食的海洋动物可以直接从水体中捕获残余饵料等食物颗粒，易吸收降解部分用于其生长，难以降解的悬浮有机质则沉积到海洋沉积物表面^[43]。以沉积物表面或沉积物内的有机质为食物的海洋动物不仅能够消耗沉积物内沉积的有机物，而且可以改变沉积物的质地和结构，例如孔隙度、渗透率、粒径、内聚力等^[43]。更重要的是，它们的空间异质性可以为其他海洋生物，如海洋微生物、海洋微藻和大型底栖动物等产生更多样的生态位^[43]。例如，灰鲱鱼和遮目鱼是在河口和小溪中常见的天然广盐性鱼群。他们在生长过程中可以底泥中的碎屑为食物，消耗底质有机物，其广食性和对水质的耐受性使他们成为处理水产养殖废物的理想方式^[44]。沙蚕不仅能够蚕食沉积物中的大量有机物质，还能通过掘穴等生物扰动作用提高沉积物中的溶氧含量，降低硫化物的产生^[12]。此外，滤食性贝类也可以大量去除海水中的悬浮有机颗粒物，减轻有机质对海洋环境的影响^[45]，如Comeau等^[46]发现在贝类养殖筏下表层沉积物中的有机质含量(5.1±1.5)%，明显小于对照区中有机质含量(10.5±3.2)%。

水生植物可以通过控制沉积物中有机营养物质的二次释放和吸收多余的营养盐来修复受污染的水体及沉积物。一些大型海藻具有极高的生产力，能有效提高海水中的溶解氧含量，吸收营养盐类。此外，海草根系也能通过直接促进硫化物氧化或者消耗海洋沉积物中的有机质间接抑制硫化物的产生^[47]。研究表明，将大型藻类Gracilaria caudata和微型甲壳动物Artemia franciscana联合用于海水养殖废水处理具有较好的效果，氨氮降低29.8%，亚硝态氮100%去除，硝态氮去除72.4%，因此，若将这些生物用作生物过滤器可能有助于改善近岸水质^[48]。Xiao等^[49]对中国沿海大型藻类养殖调查表明，沿海养殖的海藻每年可去除约75 000 t氮和9 500 t磷，按照目前海藻养殖的增速，预计到2026年，养殖的海藻将能够完全消除中国沿海水域的磷元素，将在防治水体富营养化过程中发挥重要的作用。

依赖于特殊功能微生物的硫化物控制和去除技术，可持续性强，无二次污染，在某些零排放循环海水养殖系统中已经得到初步应用。Cytryn等^[50]尝试应用生物滤池技术控制循环海水养殖箱中的硫化物，取得较好的效果，生物膜中发现了丰富的依赖于氧气和依赖于硝酸盐的硫氧化菌(SOB)；有学者在某些海区沉积物水界面也发现了大量丝状SOB构成的微生物菌垫(膜)，该菌垫主要由嗜硫珠菌属(Thiomargarita)、贝日阿托氏菌属(Beggiatoa)等构成，能够以硝酸盐为电子受体氧化硫化物。Yücel等^[51]发现在沉积物以上5 mm处Beggiatoa微生物菌垫中出现最大硫化物消耗量，可达3.38 mmol/(m²·d)，可有效抑制硫化物向上层水体扩散，维持水生态健康，这些发现为我们采用微生物法控制养殖环境硫化物奠定了坚实的理论基础。

另外，厌氧氨氧化菌和依赖于硫化物的自养反硝化菌的深入研究^[52]，也为我们研发缺氧和厌氧条件下同步去除氨氮和硫化物的菌剂提供了可能性。郑宇等以海水养殖底泥为对象，通过硫化物培养基定向富集筛选，初步获得了能够高效去除环境中硫化物的复合微生物菌剂，该菌剂在无氧条件下，12h左右可以完全去除1 000 mg/L的硫化物^[53]。高通量测序分析发现，该复合菌剂包含的微生物种属主要有Vibrio(42.58%)，Marinobacter(3.38%)，Pseudomonas(1.60%)，Pediococcus(3.33%)，Prochlorococcus(1.26%)以及Thiobacillus(0.72%)^[54]。在海水养殖环境中，杨萌等^[55]将沸石固定化的SOB菌剂平铺于土工布袋内，将布袋平铺于养殖系统沉积物-水界面处，覆盖率2.5%，结果表明该菌剂能够显著抑制环境中硫化物的产生及扩散，在缺氧条件下7 d内对硫化物的控制率达到99%。可见，应用微生物菌剂对硫化物进行控制，具有较好的研究基础，将是海水养殖生境中硫化物污染控制的重要方向。

4 研究展望

海水养殖生境中硫化物污染现状不容乐观，为了从源头控制硫化物的产生，从过程降低硫化物的扩散，从途径消除硫化物的危害，人们进行了大量的探索，取得了一系列进展，对一些关键科学问题有了初步认识，但仍不够清晰，是未来需要深入探究的方向：(1)在海水养殖生境中，硫化物形成的关键驱动因素的识别，关键因子与硫化物生成之间媒介的识别；(2)硫化物在扩散过程中与环境因子的相互作用关系，哪些关键因子制约着硫化物的迁移扩散，沉积物-水界面硫氧化微生物菌垫对硫化物的作用机制；(3)硫化物形成与氧化的两类功能微生物的生态学关系，硫化物生成功能群的识别，不同类群微生物对硫化物形成的贡献率。

在硫化物污染的控制技术中，曝气、翻耕、以及大型海藻已经得以应用；而颗粒态铁氧化物、硫氧化菌(垫)等由于其作用的持久性、可靠性，可能在未来海水养殖生境中硫化物的控制过程中发挥重要作用。在上述技术应用过程中，还要密切关注应用策略、控制机制以及环境效应，以最终实现海水养殖环境的生态修复和可持续发展。