生物電化學脫氮系統構建和影響因素的最新研究進展

林朱凡，成少安，毛政中，顧若男，羊家威

（浙江大學能源清潔利用國家重點實驗室，浙江杭州310000）

氮素在大氣、水體、生物圈、土壤中的流動構成了自然界的氮循環（如圖1 所示），它不僅是生物圈的重要物質循環之一，還影響著所有生態系統的運行。隨著人類生活水平提高和工業發展，大量惰性氮（以氮氣形式存在的氮）[1]經過人工固氮和化石能源燃燒而被活化（形成氮氧化物或氮氫化物），致使超量的“活性”氮被排放至自然界中[2-3]。過量的“活性”氮造成自然界中氮的收支平衡（固氮作用和脫氨作用）被破壞，形成氮素污染。常用的污水脫氮技術可以分為物理化學法[4]和生物法[5]。物理化學法是通過物理過程將氮化物濃縮收集或使用化學試劑將氮化物轉化為氮氣的脫氮技術，均存在成本高、能耗高、二次污染嚴重等缺點。生物法以微生物作為催化劑，通過催化硝化反硝化、短程硝化反硝化和厭氧氨氧化等反應完成污水中氮素的去除，但生物脫氮法存在污水處理過程受限因素多[如異養反硝化，需要污水中含有高的化學需氧量（COD）]，脫氮微生物培養難度大等問題限制了生物脫氮法的應用。近年來生物電化學系統（BES）作為一種新興的環境生物技術被用于含氮污水的處理，稱為生物電化學脫氮法，它利用微生物催化氮化物發生氧化還原反應去除污水中的氮素，脫氮效率高，脫氮過程清潔；構建電化學系統，提高系統中微生物的生長速率和活性同時實現能量回收。

圖1 自然界氮素循環示意圖

影響生物電化學脫氮過程的因素眾多，針對電極材料[6]、脫氮原理[7]、反應器運行參數[8]對生物電化學脫氮過程的影響已經有過綜述。近年來許多研究者采用分子生物學技術對生物電化學脫氮系統的微生物群落組成和結構進行分析，深入探究生物電化學脫氮過程的機理，尋找提高生物電化學脫氮系統性能的方法[7]，而不同的電極生物膜培養方法和電極生物膜在運行過程中所處溶液的組分等對電極生物膜的群落組成和結構影響顯著，所以綜述調控電極生物膜形成的方法和影響脫氮生物膜性能的因素對闡明生物電化學脫氮過程的機理和改進生物電化學脫氮技術尤為關鍵。

本文首先分析和評價現有脫氮技術在處理污水過程中的優勢與不足，闡述生物電化學脫氮系統的應用前景；隨后綜述了反應器運行參數、溶液組分、生物膜培養方法、菌種組成等因素對生物電化學脫氮系統的影響，探討了優化生物電化學脫氮技術的方法；最后介紹了生物電化學脫氮工藝在工業化應用中的現狀。

1 治理氮素污染的方法

1.1 物理化學法脫氮

工業中常用的物理化學脫氮法包括吸附法、吹脫法、反滲透法、電化學方法等[9]。物理化學脫氮法具有高的脫氮速度和效率，如離子交換吸附法對硝酸鹽的脫除效率可以達到80%～99%[10]；根據膜對溶液離子的選擇透過性原理進行脫氮的反滲透法最高脫氮效率達到96%[11]；電還原方法的脫氮效率在58%～99%之間，具體的脫氮效率和還原產物取決于電極材料的性質[9]。物理化學脫氮法的缺點在于：①成本高，如反滲透法處理含氮污水的成本高達0.5USD/m3[11]，是生物電化學脫氮法的85 倍（0.0058USD/m3）[12]；②脫氮過程產生二次污染，如脫氮過程中生成的氨氣和高鹽廢水等；③除電化學還原法外，其他物理化學脫氮法僅僅是對氮化物的濃縮收集，而濃縮后的氮素回收利用的成本高（如吹脫法回收氨的成本高于工業合成氨成本的10 倍，反滲透法回收氨的成本約為工業合成氨成本的75倍等），意味著這些物理化學方法難從根本上解決氮素污染問題[13]。

1.2 生物脫氮

生物脫氮是用微生物催化氮素轉化反應，實現污水氮脫除的技術[14]。生物脫氮的反應途徑包括硝化反硝化、短程硝化反硝化和厭氧氨氧化等，根據脫氮過程中氮素轉化途徑不同，脫氮工藝分為硝化反硝化脫氮和耦合ANAMMOX 脫氮兩個類型。前者包括傳統硝化反硝化工藝和SHARON 工藝[15-16]，后 者 包 括OLAND 工 藝[17]、 CANON 工 藝[18]、DEAMOX 工藝[19]和DEMON 工藝[20]等。各種脫氮工藝的反應途徑和工藝特點如表1所示。

傳統的脫氮工藝以好氧硝化和厭氧反硝化為主要的反應步驟，而新興的生物脫氮工藝中采用短程硝化反硝化技術（短程硝化指氧化生成的過程，不生成短程反硝化指到N2的過程），在硝化反硝化脫氮系統中，短程反硝化減少系統的曝氣量和碳源的投加（理論上降低60%的曝氣量和40%有機碳源的使用），降低了生物脫氮過程中曝氣和使用試劑的成本，減少N2O的排放和污泥的產量[21]；在耦合ANAMMOX脫氮系統中，短程硝化利用 生成減少了ANAMMOX脫氮工藝中亞硝酸鹽試劑的使用，短程硝化反硝化技術顯著地降低了生物脫氮的成本，減少了脫氮過程污染物排放，使生物脫氮法得到更廣泛的應用。此外，生物脫氮法以微生物作為催化劑加速脫氮反應相較物理化學脫氮法中以金屬或有機物作為催化劑，避免對水體和環境造成二次污染，降低系統的耗能（物理化學脫氮工藝通常需要投入0.69～2.09kW?h/m3的電能）以及節省試劑使用的成本[22]，使得脫氮成本大大降低。

現有生物脫氮工藝仍存在的缺點包括以下幾個方面：①對污水毒性敏感；②污水成分變化時，需要長的適應時間，如Tang等[23]培養的生物膜處理焦化廢水的適應時間超過70 天；③脫氮過程有大量污泥產生[24]，影響出水水質，提高了污水處理的成本。

1.3 生物電化學脫氮

在生物脫氮工藝中，生物參與催化的氮素轉化反應包括反硝化、異化硝酸鹽還原為氨（DNRA）、硝化和厭氧氨氧化（ANAMMOX）（圖2）。現有研究結果顯示，具有與電極傳遞電子能力的細菌（電活性菌）能夠參與氨氧化[25]、反硝化[6]和DNRA[26-27]，或促進反硝化群落的建立[28]。2009年Clauwaert等[29]首次采用電活性細菌構建生物陰極脫氮微生物燃料電池（MFC），實現同步脫氮和產電，試驗中MFC的最大輸出功率密度為8W/m3，硝酸鹽去除速率為0.146kg/(m3?d)，開啟了生物電化學系統（BES）在污水脫氮中的應用。隨著研究的進一步開展，生物電化學脫氮系統的性能不斷提高，目前報道的最高硝酸鹽去除速率可以達到11.4g硝酸鹽去除效率超過95%[31]，表明生物電化學脫氮技術具有良好的應用前景。

圖2 生物參與的氮素轉化過程

相較于物化法脫氮，生物電化學脫氮將氮化物轉化為氮氣，真正實現氮素脫除，并且脫氮過程清潔，成本低。

表1 生物脫氮工藝特征及性能

相較于生物脫氮，生物電化學脫氮可以從電極得失電子，反應過程不需要提供額外的電子受體或電子給體（常見試劑包括COD、HS-、Fe2+等），避免重金屬離子、有毒物質、異養雜菌代謝產物對水體造成的二次污染[30,32-33]。除此之外，電活性菌還能通過電極獲取能量，減少反應物濃度變化對系統的影響，提高脫氮系統的穩定性[34]。

2 影響生物電化學脫氮系統性能的因素

2.1 反應器運行參數對生物電化學脫氮系統性能的影響

2.1.1 溶解氧（DO）

通常反硝化菌是厭氧菌，DO超過0.2mg/L就會抑制反硝化菌的活性，導致催化反硝化反應的酶合成受阻，進而影響反硝化的速率；而硝化細菌多為兼性或好氧菌，DO 低于2mg/L 時活性被抑制[35]。Pochana和Keller的[36]研究表明當溶液環境中的DO由0.8mg/L 減少到0.2mg/L 后，系統的硝化速率由19.1mg下降至7.9mg 而Jin等[37]的研究表明當DO由0.25mg/L增加到3.0mg/L，系統的反硝化效率由94%下降至26%。

根據硝化菌和反硝化菌不同的耐氧性，生物電化學脫氮系統中常通過改變DO調控系統的菌種組成實現同時硝化反硝化（SND）[38-39]。一般來說，用于SND的生物電化學脫氮系統中的DO在5～6mg/L，使系統中的生物膜生長形成反硝化細菌為核，硝化細菌在生物膜外層包裹反硝化細菌的空間群落結構；外層硝化細菌消耗氧氣，為內部反硝化菌提供厭氧環境[40-42]。Loosdrecht和Jetten[41]的研究提出需要厚度高于100μm的生物膜才能保證反硝化菌活性不受溶解氧的影響，之后Meyer 等[43]的研究再次證明了這一觀點。Virdis等[44]的研究中觀察到電極生物膜中反硝化菌（P.denitrificans）的分布隨生物膜深度變化，對比電極生物膜最外層切片（第1 層切片）和電極生物膜最內層切片（第8層切片）的微生物組成，反硝化細菌（P.denitrificans）含量由16%升高至45%。

除了影響脫氮生物膜微生物的組成和活性外，氧氣也作為陰極反應的電子受體，與硝酸鹽、亞硝酸鹽等爭奪電子，從而影響生物電極的庫侖效率和系統的脫氮性能[45]。在中性pH條件下，微生物催化氧氣還原的反應電位在-0.05V到+0.49V(vs.SHE)[46]，而微生物催化硝酸鹽還原的反應電位在-0.209V到-0.141V(vs.SHE)[47]，因此氧氣比硝酸鹽更容易得到電子，從而抑制硝酸鹽還原反應，降低生物電化學反硝化的速率。

2.1.2 溫度

溫度變化顯著影響細菌的代謝活性、種群結構、基因表達，這主要是由于不同微生物的最適生長溫度不同。如硝化菌最佳的生長溫度在15～30℃之間；亞硝化菌的最佳生長溫度高于30℃[16]；反硝化細菌的活性在低于15℃和高于30℃的環境中都會受到抑制，最適合的生長溫度在20～30℃之間[48]。通過對溫度的控制，可以實現對脫氮系統內微生物種群結構的調控。Zhao等[49]的研究中將細菌生長的溫度提高至35℃以上，降低生物膜群落中氨氧化細菌（AOB）的數目獲得具有高反硝化性能的生物膜。除了細菌的生長外，溫度還影響脫氮基因的表達， 如Saleh-Lakha 等[50]研 究 發 現， 菌 種Pseudomonas mandelii 的反硝化基因的表達程度和達到最大基因表達量的時間都受溫度的影響，其中反硝化功能基因nirS在10℃環境中達到最大基因表達量的時間較30℃條件下滯后4h，最大基因表達量僅為30℃條件下的1/3左右。

2.1.3 pH

pH 會影響生物電化學脫氮系統中的游離亞硝酸（FNA）含量，也會影響反硝化酶活性與反硝化基因表達的影響。S.oneidensis MR-1 中的黃素單核苷酸（FMN）和核黃素（RF）都可以增強間接電子傳遞過程（EET），但兩種調節劑在不同pH下的作用效果不同。在高pH （pH=9） 條件下FMN-MtrC 復合物較RF-OmcA 復合物（調節劑與蛋白的復合物）對于生物膜表面電子傳遞速率提高 更 顯 著[51]。Saleh-Lakha 等[50]針 對 不 同pH 下Pseudomonas mandelii 菌種的反硝化基因表達的研究中，發現不同反硝化基因的表達受pH 的影響不同，在測試進行4h 后和8h 后，在pH=7 下生長的細胞內nirS 和cnorB 的基因表達水平分別比在pH=5 下高539 倍和6190 倍。細菌在pH 為6、7 時，累積脫氮水平分別為28μmol、63μmol，而在pH=5時測得的反硝化速率可忽略不計，從實驗結果可以看出在酸性條件下反硝化菌的基因表達量下降，反硝化酶活性受抑制。在堿性環境中反硝化菌的活性同樣受到抑制，如Kobayashi 等[52-55]研究發現當溶液pH＞9.2 時Cu 型亞硝酸氮還原酶nirK 活性較中性條件（pH=7）下降了70.5%。鑒于溶液pH對脫氮系統的顯著影響，探究脫氮系統運行的最適pH，成為提高脫氮系統性能的重要手段。在硫代硫酸鹽自養生物脫氮系統中，Qian等[56]證實了pH=7 和pH=8 分別為硝酸鹽還原菌和亞硝酸鹽還原菌的最適pH。與硫代硫酸鹽自養生物脫氮系統相比，生物電化學脫氮系統具有低二次污染的風險（避免含硫試劑投入），能夠進行能量回收等優勢。因此，對生物電化學脫氮系統的最適pH 開展研究，提高生物電化學脫氮系統的性能具有重要的意義。

2.2 溶液組分對生物電化學脫氮系統性能的影響

溶液組分會影響溶液的電導率，也會影響生物電化學脫氮系統的微生物活性、脫氮性能、中間產物等。硝酸鹽、亞硝酸鹽和金屬離子（如Fe2+、U4+、Cu2+）是生物電化學脫氮系統溶液中最常見的離子。下面主要介紹這些常見組分對生物電化學脫氮系統的影響。

2.2.1 FNA

亞硝酸鹽在不同pH 下對于生物電化學脫氮系統造成的影響不同[57]，特別在酸性條件下對微生物活性抑制明顯。針對該現象，Ma 等[58]研究了不同pH 條件下亞硝酸鹽對生物電化學脫除硝酸鹽的影響，發現亞硝酸鹽會抑制微生物的活性，且這種現象在酸性體系中較堿性環境更為顯著。結合Anthonisen 等[59]在1976 年提出的溶液中SFNA的計算式[如式(1)所示]，推測酸性環境下溶液中的FNA 濃度更高，造成對微生物的抑制。在之后的研究中，FNA 的生物毒性被進一步確認。大量研究表明，FNA 影響微生物的新陳代謝過程，包括底物跨細胞膜的主動運輸和氧化磷酸化、溶解氧的攝取、ATP 的分解代謝過程和耗能合成過

FNA除了會直接影響脫氮微生物的活性外，還會中，間F接N導A迫致 使脫氮AO系B統進行N2O反生硝成化量反增應加來。保在護硝自化己過，程增

2.2.4 金屬離子

溶液中的金屬離子（如Fe2+、U4+）可作為自養脫氮菌的電子供體，但在生物電化學脫氮系統內，這些金屬離子會影響生物電極的庫侖效率。在反硝化系統內，增加可溶性的Fe2+會明顯增加硝酸鹽還原反應中DNRA的比率（從10%～20%到40%），且DNRA 的比率增加往往伴隨反硝化速率的降低[70]。Cu2+對微生物的抑制濃度受微生物類型和測試方法的影響，報道的抑制濃度約在0.05～50mg/L 范圍內[71-73]，研究認為Cu2+對微生物的抑制作用是基于Cu2+對螯合巰基的影響，進而干擾細胞中蛋白和酶的合成[74]。Watanabe 等[75]的實驗發現即使濃度低至0.1mg/L 的Cu2+也可以降低反硝化系統的性能，溶液內Cu2+濃度達到0.8mg/L 反應器內進行反硝化反應的滯后時間提高了135%，最大反硝化速率下降了50%。

2.3 生物膜培養方式對脫氮系統的影響

生物陰極上具有電化學活性的微生物以電極作為電子給體，從電極獲得能量，屬于自養型微生物。與生物陽極的異養菌不同，自養菌的代時長，生長十分緩慢[76]，因此生物陰極生物膜的形成時間很長，現有研究中混菌培養的生物陰極形成穩定的生物膜需要45天以上的時間[77-79]，且生物膜形成過程中易受溶液環境變化的影響，造成微生物活性降低甚至死亡[80]，這個問題使生物電化學反硝化系統（BEDS）的運行難度大大提高，是BEDS 投入工業應用前必須解決的問題。目前縮短生物陰極生物膜形成時間的方法主要有兩種：外加電壓培養法[81]和異養培養-電勢翻轉法[47]。

2.3.1 外加電壓培養法

2.3.2 異養培養-電勢翻轉法

Pous 等[47]在2016 年的實驗中首次發現以乙酸鈉為基質培養的MFC 生物陽極可以作為反硝化生物陰極處理含有硝酸鹽的污水，這一研究結果開啟了異養培養-電勢翻轉法在BEDS 中的應用。關于異養培養-電勢翻轉法能夠培養反硝化生物陰極的原理有兩個方面的推測，一種認為在陽極培養階段電極大量富集具有雙向電子傳遞能力（氧化有機物向電極傳遞電子和從電極獲得電子還原硝酸鹽）的菌種，使得電極生物膜同時具有良好的產電性能和生物電化學反硝化的能力[78]；另一種則認為部分自養反硝化菌與異養菌存在種間聯系，異養培養的過程可以加速這部分自養菌的生長。為提高生物電化學反硝化生物膜的形成速率，可以深入探究異養培養-電勢翻轉法的機理，尋找調控生物電化學反硝化生物膜形成的方法。

2.4 菌種組成對生物電化學脫氮工藝的影響

生物電化學脫氮系統中，反硝化菌不僅要能夠從電極獲得電子，還要能生成催化特定脫氮反應的酶，因此電極生物膜的菌種組成對生物電化學脫氮系統尤為關鍵。目前對生物電化學脫氮系統中菌種的研究集中于純菌和酶。

已有文獻報道的具有自養反硝化能力的菌種有Pseudomonas[44]、Chloroflex[86]、Thiobacillus denitrifican[87]、Paracoccus denitrifican[88]、Alicycliphilus denitrifican[89]等。另外Proteobacteria[90]，Firmicutes[91]，Dechloromonas門的菌種也常出現于生物電化學脫氮體系中，推測其中仍存在與生物電化學脫氮過程有聯系但未被確認的菌種。

目前對生物電化學脫氮系統內微生物的研究局限于對少數具有生物電化學活性的電活性菌的研究，但對于不同菌種的電子傳遞途徑，菌種之間的協同或抑制作用的機理未完全闡明。建議之后的研究更多從分子生物學的角度對生物電化學脫氮系統內的菌種進行研究，了解不同菌種的特性并關注脫氮過程中的電子傳遞方式。

3 生物電化學脫氮的實際應用

對生物電化學脫氮系統的研究中，通常采用組分簡單的人造污水進行實驗，其溶液環境較實際污水更適合細菌的生長，但要將生物電化學脫氮工藝投入工業應用，不可避免地要解決實際污水中復雜組分對生物電化學脫氮系統的影響。表2總結了近年來生物電化學脫氮工藝的實用化研究和在實際污水中的應用情況。

4 結語與展望

在現有的脫氮技術中，物理化學法存在成本高、二次污染等缺點。生物脫氮法利用微生物作為催化劑將氮化物轉化為氮氣，具有脫氮效率高、成本低等優勢，但對某些難降解污水表現出系統穩定性差、出水水質低等缺點。生物電化學脫氮法利用具有生物電化學活性的電活性菌進行含氮污水的處理，試劑投入少，污泥產出量低；同時電化學體系能夠提高生物脫氮系統中微生物的生長速率和活性，減少中間產物排放，提高系統的穩定性和出水水質。生物電化學脫氮法可以同時實現氮素脫除和污水中化學能的回收，是一種清潔、能量利用率高、具有實用前景的新型污水脫氮技術。

雖然生物電化學脫氮法能夠彌補傳統生物脫氮法在污水脫氮過程中的不足，但仍存在以下幾方面的問題。一方面關于生物電化學脫氮機理的研究匱乏，導致難以針對性地提高生物電化學脫氮系統的性能。另一方面，雖然現有的生物電化學脫氮系統在處理人工廢水時表現出良好的性能，但處理成分復雜的實際廢水時，仍存在脫氮生物膜形成周期長、穩定性差、系統脫氮速率低等問題。因此，可以開展以下研究工作。

表2 實際污水應用中生物反硝化BER的性能

（1）開展生物電化學脫氮機理的研究，包括分析不同菌種在生物電化學脫氮系統內的作用，篩選電活性菌，調控生物膜形成，從而提高生物膜的脫氮性能；根據影響生物電化學脫氮系統性能的因素，如DO、pH、溫度、溶液組分等因素造成影響的機理，有針對性地提高生物電化學脫氮系統的性能。

（2）開展生物電化學脫氮系統的實用化研究，包括改進生物膜的培養方法，縮短生物陰極生物膜的生長周期，進而縮短整個系統的構建周期；針對實際污水中的毒性物質類型馴化具有耐受特定毒性物質的脫氮微生物等。

（3）開展生物電化學脫氮法與其他脫氮法的耦合工藝研究。根據實際污水組成設計脫氮流程，采用物理化學法、生物法等手段對毒性物質進行前處理，根據菌種的特性對污水進行分步處理，提高整體脫氮系統的性能。