生物电化学脱氮系统构建和影响因素的最新研究进展

林朱凡，成少安，毛政中，顾若男，羊家威

（浙江大学能源清洁利用国家重点实验室，浙江杭州310000）

氮素在大气、水体、生物圈、土壤中的流动构成了自然界的氮循环（如图1 所示），它不仅是生物圈的重要物质循环之一，还影响着所有生态系统的运行。随着人类生活水平提高和工业发展，大量惰性氮（以氮气形式存在的氮）[1]经过人工固氮和化石能源燃烧而被活化（形成氮氧化物或氮氢化物），致使超量的“活性”氮被排放至自然界中[2-3]。过量的“活性”氮造成自然界中氮的收支平衡（固氮作用和脱氨作用）被破坏，形成氮素污染。常用的污水脱氮技术可以分为物理化学法[4]和生物法[5]。物理化学法是通过物理过程将氮化物浓缩收集或使用化学试剂将氮化物转化为氮气的脱氮技术，均存在成本高、能耗高、二次污染严重等缺点。生物法以微生物作为催化剂，通过催化硝化反硝化、短程硝化反硝化和厌氧氨氧化等反应完成污水中氮素的去除，但生物脱氮法存在污水处理过程受限因素多[如异养反硝化，需要污水中含有高的化学需氧量（COD）]，脱氮微生物培养难度大等问题限制了生物脱氮法的应用。近年来生物电化学系统（BES）作为一种新兴的环境生物技术被用于含氮污水的处理，称为生物电化学脱氮法，它利用微生物催化氮化物发生氧化还原反应去除污水中的氮素，脱氮效率高，脱氮过程清洁；构建电化学系统，提高系统中微生物的生长速率和活性同时实现能量回收。

图1 自然界氮素循环示意图

影响生物电化学脱氮过程的因素众多，针对电极材料[6]、脱氮原理[7]、反应器运行参数[8]对生物电化学脱氮过程的影响已经有过综述。近年来许多研究者采用分子生物学技术对生物电化学脱氮系统的微生物群落组成和结构进行分析，深入探究生物电化学脱氮过程的机理，寻找提高生物电化学脱氮系统性能的方法[7]，而不同的电极生物膜培养方法和电极生物膜在运行过程中所处溶液的组分等对电极生物膜的群落组成和结构影响显著，所以综述调控电极生物膜形成的方法和影响脱氮生物膜性能的因素对阐明生物电化学脱氮过程的机理和改进生物电化学脱氮技术尤为关键。

本文首先分析和评价现有脱氮技术在处理污水过程中的优势与不足，阐述生物电化学脱氮系统的应用前景；随后综述了反应器运行参数、溶液组分、生物膜培养方法、菌种组成等因素对生物电化学脱氮系统的影响，探讨了优化生物电化学脱氮技术的方法；最后介绍了生物电化学脱氮工艺在工业化应用中的现状。

1 治理氮素污染的方法

1.1 物理化学法脱氮

工业中常用的物理化学脱氮法包括吸附法、吹脱法、反渗透法、电化学方法等[9]。物理化学脱氮法具有高的脱氮速度和效率，如离子交换吸附法对硝酸盐的脱除效率可以达到80%～99%[10]；根据膜对溶液离子的选择透过性原理进行脱氮的反渗透法最高脱氮效率达到96%[11]；电还原方法的脱氮效率在58%～99%之间，具体的脱氮效率和还原产物取决于电极材料的性质[9]。物理化学脱氮法的缺点在于：①成本高，如反渗透法处理含氮污水的成本高达0.5USD/m3[11]，是生物电化学脱氮法的85 倍（0.0058USD/m3）[12]；②脱氮过程产生二次污染，如脱氮过程中生成的氨气和高盐废水等；③除电化学还原法外，其他物理化学脱氮法仅仅是对氮化物的浓缩收集，而浓缩后的氮素回收利用的成本高（如吹脱法回收氨的成本高于工业合成氨成本的10 倍，反渗透法回收氨的成本约为工业合成氨成本的75倍等），意味着这些物理化学方法难从根本上解决氮素污染问题[13]。

1.2 生物脱氮

生物脱氮是用微生物催化氮素转化反应，实现污水氮脱除的技术[14]。生物脱氮的反应途径包括硝化反硝化、短程硝化反硝化和厌氧氨氧化等，根据脱氮过程中氮素转化途径不同，脱氮工艺分为硝化反硝化脱氮和耦合ANAMMOX 脱氮两个类型。前者包括传统硝化反硝化工艺和SHARON 工艺[15-16]，后 者 包 括OLAND 工 艺[17]、 CANON 工 艺[18]、DEAMOX 工艺[19]和DEMON 工艺[20]等。各种脱氮工艺的反应途径和工艺特点如表1所示。

传统的脱氮工艺以好氧硝化和厌氧反硝化为主要的反应步骤，而新兴的生物脱氮工艺中采用短程硝化反硝化技术（短程硝化指氧化生成的过程，不生成短程反硝化指到N2的过程），在硝化反硝化脱氮系统中，短程反硝化减少系统的曝气量和碳源的投加（理论上降低60%的曝气量和40%有机碳源的使用），降低了生物脱氮过程中曝气和使用试剂的成本，减少N2O的排放和污泥的产量[21]；在耦合ANAMMOX脱氮系统中，短程硝化利用 生成减少了ANAMMOX脱氮工艺中亚硝酸盐试剂的使用，短程硝化反硝化技术显著地降低了生物脱氮的成本，减少了脱氮过程污染物排放，使生物脱氮法得到更广泛的应用。此外，生物脱氮法以微生物作为催化剂加速脱氮反应相较物理化学脱氮法中以金属或有机物作为催化剂，避免对水体和环境造成二次污染，降低系统的耗能（物理化学脱氮工艺通常需要投入0.69～2.09kW∙h/m3的电能）以及节省试剂使用的成本[22]，使得脱氮成本大大降低。

现有生物脱氮工艺仍存在的缺点包括以下几个方面：①对污水毒性敏感；②污水成分变化时，需要长的适应时间，如Tang等[23]培养的生物膜处理焦化废水的适应时间超过70 天；③脱氮过程有大量污泥产生[24]，影响出水水质，提高了污水处理的成本。

1.3 生物电化学脱氮

在生物脱氮工艺中，生物参与催化的氮素转化反应包括反硝化、异化硝酸盐还原为氨（DNRA）、硝化和厌氧氨氧化（ANAMMOX）（图2）。现有研究结果显示，具有与电极传递电子能力的细菌（电活性菌）能够参与氨氧化[25]、反硝化[6]和DNRA[26-27]，或促进反硝化群落的建立[28]。2009年Clauwaert等[29]首次采用电活性细菌构建生物阴极脱氮微生物燃料电池（MFC），实现同步脱氮和产电，试验中MFC的最大输出功率密度为8W/m3，硝酸盐去除速率为0.146kg/(m3∙d)，开启了生物电化学系统（BES）在污水脱氮中的应用。随着研究的进一步开展，生物电化学脱氮系统的性能不断提高，目前报道的最高硝酸盐去除速率可以达到11.4g硝酸盐去除效率超过95%[31]，表明生物电化学脱氮技术具有良好的应用前景。

图2 生物参与的氮素转化过程

相较于物化法脱氮，生物电化学脱氮将氮化物转化为氮气，真正实现氮素脱除，并且脱氮过程清洁，成本低。

表1 生物脱氮工艺特征及性能

相较于生物脱氮，生物电化学脱氮可以从电极得失电子，反应过程不需要提供额外的电子受体或电子给体（常见试剂包括COD、HS-、Fe2+等），避免重金属离子、有毒物质、异养杂菌代谢产物对水体造成的二次污染[30,32-33]。除此之外，电活性菌还能通过电极获取能量，减少反应物浓度变化对系统的影响，提高脱氮系统的稳定性[34]。

2 影响生物电化学脱氮系统性能的因素

2.1 反应器运行参数对生物电化学脱氮系统性能的影响

2.1.1 溶解氧（DO）

通常反硝化菌是厌氧菌，DO超过0.2mg/L就会抑制反硝化菌的活性，导致催化反硝化反应的酶合成受阻，进而影响反硝化的速率；而硝化细菌多为兼性或好氧菌，DO 低于2mg/L 时活性被抑制[35]。Pochana和Keller的[36]研究表明当溶液环境中的DO由0.8mg/L 减少到0.2mg/L 后，系统的硝化速率由19.1mg下降至7.9mg 而Jin等[37]的研究表明当DO由0.25mg/L增加到3.0mg/L，系统的反硝化效率由94%下降至26%。

根据硝化菌和反硝化菌不同的耐氧性，生物电化学脱氮系统中常通过改变DO调控系统的菌种组成实现同时硝化反硝化（SND）[38-39]。一般来说，用于SND的生物电化学脱氮系统中的DO在5～6mg/L，使系统中的生物膜生长形成反硝化细菌为核，硝化细菌在生物膜外层包裹反硝化细菌的空间群落结构；外层硝化细菌消耗氧气，为内部反硝化菌提供厌氧环境[40-42]。Loosdrecht和Jetten[41]的研究提出需要厚度高于100µm的生物膜才能保证反硝化菌活性不受溶解氧的影响，之后Meyer 等[43]的研究再次证明了这一观点。Virdis等[44]的研究中观察到电极生物膜中反硝化菌（P.denitrificans）的分布随生物膜深度变化，对比电极生物膜最外层切片（第1 层切片）和电极生物膜最内层切片（第8层切片）的微生物组成，反硝化细菌（P.denitrificans）含量由16%升高至45%。

除了影响脱氮生物膜微生物的组成和活性外，氧气也作为阴极反应的电子受体，与硝酸盐、亚硝酸盐等争夺电子，从而影响生物电极的库仑效率和系统的脱氮性能[45]。在中性pH条件下，微生物催化氧气还原的反应电位在-0.05V到+0.49V(vs.SHE)[46]，而微生物催化硝酸盐还原的反应电位在-0.209V到-0.141V(vs.SHE)[47]，因此氧气比硝酸盐更容易得到电子，从而抑制硝酸盐还原反应，降低生物电化学反硝化的速率。

2.1.2 温度

温度变化显著影响细菌的代谢活性、种群结构、基因表达，这主要是由于不同微生物的最适生长温度不同。如硝化菌最佳的生长温度在15～30℃之间；亚硝化菌的最佳生长温度高于30℃[16]；反硝化细菌的活性在低于15℃和高于30℃的环境中都会受到抑制，最适合的生长温度在20～30℃之间[48]。通过对温度的控制，可以实现对脱氮系统内微生物种群结构的调控。Zhao等[49]的研究中将细菌生长的温度提高至35℃以上，降低生物膜群落中氨氧化细菌（AOB）的数目获得具有高反硝化性能的生物膜。除了细菌的生长外，温度还影响脱氮基因的表达， 如Saleh-Lakha 等[50]研 究 发 现， 菌 种Pseudomonas mandelii 的反硝化基因的表达程度和达到最大基因表达量的时间都受温度的影响，其中反硝化功能基因nirS在10℃环境中达到最大基因表达量的时间较30℃条件下滞后4h，最大基因表达量仅为30℃条件下的1/3左右。

2.1.3 pH

pH 会影响生物电化学脱氮系统中的游离亚硝酸（FNA）含量，也会影响反硝化酶活性与反硝化基因表达的影响。S.oneidensis MR-1 中的黄素单核苷酸（FMN）和核黄素（RF）都可以增强间接电子传递过程（EET），但两种调节剂在不同pH下的作用效果不同。在高pH （pH=9） 条件下FMN-MtrC 复合物较RF-OmcA 复合物（调节剂与蛋白的复合物）对于生物膜表面电子传递速率提高 更 显 著[51]。Saleh-Lakha 等[50]针 对 不 同pH 下Pseudomonas mandelii 菌种的反硝化基因表达的研究中，发现不同反硝化基因的表达受pH 的影响不同，在测试进行4h 后和8h 后，在pH=7 下生长的细胞内nirS 和cnorB 的基因表达水平分别比在pH=5 下高539 倍和6190 倍。细菌在pH 为6、7 时，累积脱氮水平分别为28µmol、63µmol，而在pH=5时测得的反硝化速率可忽略不计，从实验结果可以看出在酸性条件下反硝化菌的基因表达量下降，反硝化酶活性受抑制。在碱性环境中反硝化菌的活性同样受到抑制，如Kobayashi 等[52-55]研究发现当溶液pH＞9.2 时Cu 型亚硝酸氮还原酶nirK 活性较中性条件（pH=7）下降了70.5%。鉴于溶液pH对脱氮系统的显著影响，探究脱氮系统运行的最适pH，成为提高脱氮系统性能的重要手段。在硫代硫酸盐自养生物脱氮系统中，Qian等[56]证实了pH=7 和pH=8 分别为硝酸盐还原菌和亚硝酸盐还原菌的最适pH。与硫代硫酸盐自养生物脱氮系统相比，生物电化学脱氮系统具有低二次污染的风险（避免含硫试剂投入），能够进行能量回收等优势。因此，对生物电化学脱氮系统的最适pH 开展研究，提高生物电化学脱氮系统的性能具有重要的意义。

2.2 溶液组分对生物电化学脱氮系统性能的影响

溶液组分会影响溶液的电导率，也会影响生物电化学脱氮系统的微生物活性、脱氮性能、中间产物等。硝酸盐、亚硝酸盐和金属离子（如Fe2+、U4+、Cu2+）是生物电化学脱氮系统溶液中最常见的离子。下面主要介绍这些常见组分对生物电化学脱氮系统的影响。

2.2.1 FNA

亚硝酸盐在不同pH 下对于生物电化学脱氮系统造成的影响不同[57]，特别在酸性条件下对微生物活性抑制明显。针对该现象，Ma 等[58]研究了不同pH 条件下亚硝酸盐对生物电化学脱除硝酸盐的影响，发现亚硝酸盐会抑制微生物的活性，且这种现象在酸性体系中较碱性环境更为显著。结合Anthonisen 等[59]在1976 年提出的溶液中SFNA的计算式[如式(1)所示]，推测酸性环境下溶液中的FNA 浓度更高，造成对微生物的抑制。在之后的研究中，FNA 的生物毒性被进一步确认。大量研究表明，FNA 影响微生物的新陈代谢过程，包括底物跨细胞膜的主动运输和氧化磷酸化、溶解氧的摄取、ATP 的分解代谢过程和耗能合成过

FNA除了会直接影响脱氮微生物的活性外，还会中，间F接N导A迫致 使脱氮AO系B统进行N2O反生硝成化量反增应加来。保在护硝自化己过，程增

2.2.4 金属离子

溶液中的金属离子（如Fe2+、U4+）可作为自养脱氮菌的电子供体，但在生物电化学脱氮系统内，这些金属离子会影响生物电极的库仑效率。在反硝化系统内，增加可溶性的Fe2+会明显增加硝酸盐还原反应中DNRA的比率（从10%～20%到40%），且DNRA 的比率增加往往伴随反硝化速率的降低[70]。Cu2+对微生物的抑制浓度受微生物类型和测试方法的影响，报道的抑制浓度约在0.05～50mg/L 范围内[71-73]，研究认为Cu2+对微生物的抑制作用是基于Cu2+对螯合巯基的影响，进而干扰细胞中蛋白和酶的合成[74]。Watanabe 等[75]的实验发现即使浓度低至0.1mg/L 的Cu2+也可以降低反硝化系统的性能，溶液内Cu2+浓度达到0.8mg/L 反应器内进行反硝化反应的滞后时间提高了135%，最大反硝化速率下降了50%。

2.3 生物膜培养方式对脱氮系统的影响

生物阴极上具有电化学活性的微生物以电极作为电子给体，从电极获得能量，属于自养型微生物。与生物阳极的异养菌不同，自养菌的代时长，生长十分缓慢[76]，因此生物阴极生物膜的形成时间很长，现有研究中混菌培养的生物阴极形成稳定的生物膜需要45天以上的时间[77-79]，且生物膜形成过程中易受溶液环境变化的影响，造成微生物活性降低甚至死亡[80]，这个问题使生物电化学反硝化系统（BEDS）的运行难度大大提高，是BEDS 投入工业应用前必须解决的问题。目前缩短生物阴极生物膜形成时间的方法主要有两种：外加电压培养法[81]和异养培养-电势翻转法[47]。

2.3.1 外加电压培养法

2.3.2 异养培养-电势翻转法

Pous 等[47]在2016 年的实验中首次发现以乙酸钠为基质培养的MFC 生物阳极可以作为反硝化生物阴极处理含有硝酸盐的污水，这一研究结果开启了异养培养-电势翻转法在BEDS 中的应用。关于异养培养-电势翻转法能够培养反硝化生物阴极的原理有两个方面的推测，一种认为在阳极培养阶段电极大量富集具有双向电子传递能力（氧化有机物向电极传递电子和从电极获得电子还原硝酸盐）的菌种，使得电极生物膜同时具有良好的产电性能和生物电化学反硝化的能力[78]；另一种则认为部分自养反硝化菌与异养菌存在种间联系，异养培养的过程可以加速这部分自养菌的生长。为提高生物电化学反硝化生物膜的形成速率，可以深入探究异养培养-电势翻转法的机理，寻找调控生物电化学反硝化生物膜形成的方法。

2.4 菌种组成对生物电化学脱氮工艺的影响

生物电化学脱氮系统中，反硝化菌不仅要能够从电极获得电子，还要能生成催化特定脱氮反应的酶，因此电极生物膜的菌种组成对生物电化学脱氮系统尤为关键。目前对生物电化学脱氮系统中菌种的研究集中于纯菌和酶。

已有文献报道的具有自养反硝化能力的菌种有Pseudomonas[44]、Chloroflex[86]、Thiobacillus denitrifican[87]、Paracoccus denitrifican[88]、Alicycliphilus denitrifican[89]等。另外Proteobacteria[90]，Firmicutes[91]，Dechloromonas门的菌种也常出现于生物电化学脱氮体系中，推测其中仍存在与生物电化学脱氮过程有联系但未被确认的菌种。

目前对生物电化学脱氮系统内微生物的研究局限于对少数具有生物电化学活性的电活性菌的研究，但对于不同菌种的电子传递途径，菌种之间的协同或抑制作用的机理未完全阐明。建议之后的研究更多从分子生物学的角度对生物电化学脱氮系统内的菌种进行研究，了解不同菌种的特性并关注脱氮过程中的电子传递方式。

3 生物电化学脱氮的实际应用

对生物电化学脱氮系统的研究中，通常采用组分简单的人造污水进行实验，其溶液环境较实际污水更适合细菌的生长，但要将生物电化学脱氮工艺投入工业应用，不可避免地要解决实际污水中复杂组分对生物电化学脱氮系统的影响。表2总结了近年来生物电化学脱氮工艺的实用化研究和在实际污水中的应用情况。

4 结语与展望

在现有的脱氮技术中，物理化学法存在成本高、二次污染等缺点。生物脱氮法利用微生物作为催化剂将氮化物转化为氮气，具有脱氮效率高、成本低等优势，但对某些难降解污水表现出系统稳定性差、出水水质低等缺点。生物电化学脱氮法利用具有生物电化学活性的电活性菌进行含氮污水的处理，试剂投入少，污泥产出量低；同时电化学体系能够提高生物脱氮系统中微生物的生长速率和活性，减少中间产物排放，提高系统的稳定性和出水水质。生物电化学脱氮法可以同时实现氮素脱除和污水中化学能的回收，是一种清洁、能量利用率高、具有实用前景的新型污水脱氮技术。

虽然生物电化学脱氮法能够弥补传统生物脱氮法在污水脱氮过程中的不足，但仍存在以下几方面的问题。一方面关于生物电化学脱氮机理的研究匮乏，导致难以针对性地提高生物电化学脱氮系统的性能。另一方面，虽然现有的生物电化学脱氮系统在处理人工废水时表现出良好的性能，但处理成分复杂的实际废水时，仍存在脱氮生物膜形成周期长、稳定性差、系统脱氮速率低等问题。因此，可以开展以下研究工作。

表2 实际污水应用中生物反硝化BER的性能

（1）开展生物电化学脱氮机理的研究，包括分析不同菌种在生物电化学脱氮系统内的作用，筛选电活性菌，调控生物膜形成，从而提高生物膜的脱氮性能；根据影响生物电化学脱氮系统性能的因素，如DO、pH、温度、溶液组分等因素造成影响的机理，有针对性地提高生物电化学脱氮系统的性能。

（2）开展生物电化学脱氮系统的实用化研究，包括改进生物膜的培养方法，缩短生物阴极生物膜的生长周期，进而缩短整个系统的构建周期；针对实际污水中的毒性物质类型驯化具有耐受特定毒性物质的脱氮微生物等。

（3）开展生物电化学脱氮法与其他脱氮法的耦合工艺研究。根据实际污水组成设计脱氮流程，采用物理化学法、生物法等手段对毒性物质进行前处理，根据菌种的特性对污水进行分步处理，提高整体脱氮系统的性能。