生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)構(gòu)建和影響因素的最新研究進(jìn)展

林朱凡，成少安，毛政中，顧若男，羊家威

（浙江大學(xué)能源清潔利用國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，浙江杭州310000）

氮素在大氣、水體、生物圈、土壤中的流動(dòng)構(gòu)成了自然界的氮循環(huán)（如圖1 所示），它不僅是生物圈的重要物質(zhì)循環(huán)之一，還影響著所有生態(tài)系統(tǒng)的運(yùn)行。隨著人類生活水平提高和工業(yè)發(fā)展，大量惰性氮（以氮?dú)庑问酱嬖诘牡1]經(jīng)過(guò)人工固氮和化石能源燃燒而被活化（形成氮氧化物或氮?dú)浠铮率钩康摹盎钚浴钡慌欧胖磷匀唤缰衃2-3]。過(guò)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(shù)可以分為物理化學(xué)法[4]和生物法[5]。物理化學(xué)法是通過(guò)物理過(guò)程將氮化物濃縮收集或使用化學(xué)試劑將氮化物轉(zhuǎn)化為氮?dú)獾拿摰夹g(shù)，均存在成本高、能耗高、二次污染嚴(yán)重等缺點(diǎn)。生物法以微生物作為催化劑，通過(guò)催化硝化反硝化、短程硝化反硝化和厭氧氨氧化等反應(yīng)完成污水中氮素的去除，但生物脫氮法存在污水處理過(guò)程受限因素多[如異養(yǎng)反硝化，需要污水中含有高的化學(xué)需氧量（COD）]，脫氮微生物培養(yǎng)難度大等問(wèn)題限制了生物脫氮法的應(yīng)用。近年來(lái)生物電化學(xué)系統(tǒng)（BES）作為一種新興的環(huán)境生物技術(shù)被用于含氮污水的處理，稱為生物電化學(xué)脫氮法，它利用微生物催化氮化物發(fā)生氧化還原反應(yīng)去除污水中的氮素，脫氮效率高，脫氮過(guò)程清潔；構(gòu)建電化學(xué)系統(tǒng)，提高系統(tǒng)中微生物的生長(zhǎng)速率和活性同時(shí)實(shí)現(xiàn)能量回收。

圖1 自然界氮素循環(huán)示意圖

影響生物電化學(xué)脫氮過(guò)程的因素眾多，針對(duì)電極材料[6]、脫氮原理[7]、反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)[8]對(duì)生物電化學(xué)脫氮過(guò)程的影響已經(jīng)有過(guò)綜述。近年來(lái)許多研究者采用分子生物學(xué)技術(shù)對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的微生物群落組成和結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析，深入探究生物電化學(xué)脫氮過(guò)程的機(jī)理，尋找提高生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)性能的方法[7]，而不同的電極生物膜培養(yǎng)方法和電極生物膜在運(yùn)行過(guò)程中所處溶液的組分等對(duì)電極生物膜的群落組成和結(jié)構(gòu)影響顯著，所以綜述調(diào)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(duì)闡明生物電化學(xué)脫氮過(guò)程的機(jī)理和改進(jìn)生物電化學(xué)脫氮技術(shù)尤為關(guān)鍵。

本文首先分析和評(píng)價(jià)現(xiàn)有脫氮技術(shù)在處理污水過(guò)程中的優(yōu)勢(shì)與不足，闡述生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的應(yīng)用前景；隨后綜述了反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)、溶液組分、生物膜培養(yǎng)方法、菌種組成等因素對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的影響，探討了優(yōu)化生物電化學(xué)脫氮技術(shù)的方法；最后介紹了生物電化學(xué)脫氮工藝在工業(yè)化應(yīng)用中的現(xiàn)狀。

1 治理氮素污染的方法

1.1 物理化學(xué)法脫氮

工業(yè)中常用的物理化學(xué)脫氮法包括吸附法、吹脫法、反滲透法、電化學(xué)方法等[9]。物理化學(xué)脫氮法具有高的脫氮速度和效率，如離子交換吸附法對(duì)硝酸鹽的脫除效率可以達(dá)到80%～99%[10]；根據(jù)膜對(duì)溶液離子的選擇透過(guò)性原理進(jìn)行脫氮的反滲透法最高脫氮效率達(dá)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(chǎn)物取決于電極材料的性質(zhì)[9]。物理化學(xué)脫氮法的缺點(diǎn)在于：①成本高，如反滲透法處理含氮污水的成本高達(dá)0.5USD/m3[11]，是生物電化學(xué)脫氮法的85 倍（0.0058USD/m3）[12]；②脫氮過(guò)程產(chǎn)生二次污染，如脫氮過(guò)程中生成的氨氣和高鹽廢水等；③除電化學(xué)還原法外，其他物理化學(xué)脫氮法僅僅是對(duì)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(yè)合成氨成本的10 倍，反滲透法回收氨的成本約為工業(yè)合成氨成本的75倍等），意味著這些物理化學(xué)方法難從根本上解決氮素污染問(wèn)題[13]。

1.2 生物脫氮

生物脫氮是用微生物催化氮素轉(zhuǎn)化反應(yīng)，實(shí)現(xiàn)污水氮脫除的技術(shù)[14]。生物脫氮的反應(yīng)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(jù)脫氮過(guò)程中氮素轉(zhuǎn)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(gè)類型。前者包括傳統(tǒng)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(yīng)途徑和工藝特點(diǎn)如表1所示。

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

現(xiàn)有生物脫氮工藝仍存在的缺點(diǎn)包括以下幾個(gè)方面：①對(duì)污水毒性敏感；②污水成分變化時(shí)，需要長(zhǎng)的適應(yīng)時(shí)間，如Tang等[23]培養(yǎng)的生物膜處理焦化廢水的適應(yīng)時(shí)間超過(guò)70 天；③脫氮過(guò)程有大量污泥產(chǎn)生[24]，影響出水水質(zhì)，提高了污水處理的成本。

1.3 生物電化學(xué)脫氮

在生物脫氮工藝中，生物參與催化的氮素轉(zhuǎn)化反應(yīng)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(xiàn)有研究結(jié)果顯示，具有與電極傳遞電子能力的細(xì)菌（電活性菌）能夠參與氨氧化[25]、反硝化[6]和DNRA[26-27]，或促進(jìn)反硝化群落的建立[28]。2009年Clauwaert等[29]首次采用電活性細(xì)菌構(gòu)建生物陰極脫氮微生物燃料電池（MFC），實(shí)現(xiàn)同步脫氮和產(chǎn)電，試驗(yàn)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(kāi)啟了生物電化學(xué)系統(tǒng)（BES）在污水脫氮中的應(yīng)用。隨著研究的進(jìn)一步開(kāi)展，生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的性能不斷提高，目前報(bào)道的最高硝酸鹽去除速率可以達(dá)到11.4g硝酸鹽去除效率超過(guò)95%[31]，表明生物電化學(xué)脫氮技術(shù)具有良好的應(yīng)用前景。

圖2 生物參與的氮素轉(zhuǎn)化過(guò)程

相較于物化法脫氮，生物電化學(xué)脫氮將氮化物轉(zhuǎn)化為氮?dú)猓嬲龑?shí)現(xiàn)氮素脫除，并且脫氮過(guò)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(xué)脫氮可以從電極得失電子，反應(yīng)過(guò)程不需要提供額外的電子受體或電子給體（常見(jiàn)試劑包括COD、HS-、Fe2+等），避免重金屬離子、有毒物質(zhì)、異養(yǎng)雜菌代謝產(chǎn)物對(duì)水體造成的二次污染[30,32-33]。除此之外，電活性菌還能通過(guò)電極獲取能量，減少反應(yīng)物濃度變化對(duì)系統(tǒng)的影響，提高脫氮系統(tǒng)的穩(wěn)定性[34]。

2 影響生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)性能的因素

2.1 反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)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(guò)0.2mg/L就會(huì)抑制反硝化菌的活性，導(dǎo)致催化反硝化反應(yīng)的酶合成受阻，進(jìn)而影響反硝化的速率；而硝化細(xì)菌多為兼性或好氧菌，DO 低于2mg/L 時(shí)活性被抑制[35]。Pochana和Keller的[36]研究表明當(dāng)溶液環(huán)境中的DO由0.8mg/L 減少到0.2mg/L 后，系統(tǒng)的硝化速率由19.1mg下降至7.9mg 而Jin等[37]的研究表明當(dāng)DO由0.25mg/L增加到3.0mg/L，系統(tǒng)的反硝化效率由94%下降至26%。

根據(jù)硝化菌和反硝化菌不同的耐氧性，生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)中常通過(guò)改變DO調(diào)控系統(tǒng)的菌種組成實(shí)現(xiàn)同時(shí)硝化反硝化（SND）[38-39]。一般來(lái)說(shuō)，用于SND的生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)中的DO在5～6mg/L，使系統(tǒng)中的生物膜生長(zhǎng)形成反硝化細(xì)菌為核，硝化細(xì)菌在生物膜外層包裹反硝化細(xì)菌的空間群落結(jié)構(gòu)；外層硝化細(xì)菌消耗氧氣，為內(nèi)部反硝化菌提供厭氧環(huán)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(diǎn)。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(duì)比電極生物膜最外層切片（第1 層切片）和電極生物膜最內(nèi)層切片（第8層切片）的微生物組成，反硝化細(xì)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(yīng)的電子受體，與硝酸鹽、亞硝酸鹽等爭(zhēng)奪電子，從而影響生物電極的庫(kù)侖效率和系統(tǒng)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(yīng)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(yīng)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(yīng)，降低生物電化學(xué)反硝化的速率。

2.1.2 溫度

溫度變化顯著影響細(xì)菌的代謝活性、種群結(jié)構(gòu)、基因表達(dá)，這主要是由于不同微生物的最適生長(zhǎng)溫度不同。如硝化菌最佳的生長(zhǎng)溫度在15～30℃之間；亞硝化菌的最佳生長(zhǎng)溫度高于30℃[16]；反硝化細(xì)菌的活性在低于15℃和高于30℃的環(huán)境中都會(huì)受到抑制，最適合的生長(zhǎng)溫度在20～30℃之間[48]。通過(guò)對(duì)溫度的控制，可以實(shí)現(xiàn)對(duì)脫氮系統(tǒng)內(nèi)微生物種群結(jié)構(gòu)的調(diào)控。Zhao等[49]的研究中將細(xì)菌生長(zhǎng)的溫度提高至35℃以上，降低生物膜群落中氨氧化細(xì)菌（AOB）的數(shù)目獲得具有高反硝化性能的生物膜。除了細(xì)菌的生長(zhǎng)外，溫度還影響脫氮基因的表達(dá)， 如Saleh-Lakha 等[50]研 究 發(fā) 現(xiàn)， 菌 種Pseudomonas mandelii 的反硝化基因的表達(dá)程度和達(dá)到最大基因表達(dá)量的時(shí)間都受溫度的影響，其中反硝化功能基因nirS在10℃環(huán)境中達(dá)到最大基因表達(dá)量的時(shí)間較30℃條件下滯后4h，最大基因表達(dá)量?jī)H為30℃條件下的1/3左右。

2.1.3 pH

pH 會(huì)影響生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)中的游離亞硝酸（FNA）含量，也會(huì)影響反硝化酶活性與反硝化基因表達(dá)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(qiáng)間接電子傳遞過(guò)程（EET），但兩種調(diào)節(jié)劑在不同pH下的作用效果不同。在高pH （pH=9） 條件下FMN-MtrC 復(fù)合物較RF-OmcA 復(fù)合物（調(diào)節(jié)劑與蛋白的復(fù)合物）對(duì)于生物膜表面電子傳遞速率提高 更 顯 著[51]。Saleh-Lakha 等[50]針 對(duì) 不 同pH 下Pseudomonas mandelii 菌種的反硝化基因表達(dá)的研究中，發(fā)現(xiàn)不同反硝化基因的表達(dá)受pH 的影響不同，在測(cè)試進(jìn)行4h 后和8h 后，在pH=7 下生長(zhǎng)的細(xì)胞內(nèi)nirS 和cnorB 的基因表達(dá)水平分別比在pH=5 下高539 倍和6190 倍。細(xì)菌在pH 為6、7 時(shí)，累積脫氮水平分別為28μmol、63μmol，而在pH=5時(shí)測(cè)得的反硝化速率可忽略不計(jì)，從實(shí)驗(yàn)結(jié)果可以看出在酸性條件下反硝化菌的基因表達(dá)量下降，反硝化酶活性受抑制。在堿性環(huán)境中反硝化菌的活性同樣受到抑制，如Kobayashi 等[52-55]研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)溶液pH＞9.2 時(shí)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(duì)脫氮系統(tǒng)的顯著影響，探究脫氮系統(tǒng)運(yùn)行的最適pH，成為提高脫氮系統(tǒng)性能的重要手段。在硫代硫酸鹽自養(yǎng)生物脫氮系統(tǒng)中，Qian等[56]證實(shí)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(yǎng)生物脫氮系統(tǒng)相比，生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)具有低二次污染的風(fēng)險(xiǎn)（避免含硫試劑投入），能夠進(jìn)行能量回收等優(yōu)勢(shì)。因此，對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的最適pH 開(kāi)展研究，提高生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的性能具有重要的意義。

2.2 溶液組分對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)性能的影響

溶液組分會(huì)影響溶液的電導(dǎo)率，也會(huì)影響生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的微生物活性、脫氮性能、中間產(chǎn)物等。硝酸鹽、亞硝酸鹽和金屬離子（如Fe2+、U4+、Cu2+）是生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)溶液中最常見(jiàn)的離子。下面主要介紹這些常見(jiàn)組分對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的影響。

2.2.1 FNA

亞硝酸鹽在不同pH 下對(duì)于生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)造成的影響不同[57]，特別在酸性條件下對(duì)微生物活性抑制明顯。針對(duì)該現(xiàn)象，Ma 等[58]研究了不同pH 條件下亞硝酸鹽對(duì)生物電化學(xué)脫除硝酸鹽的影響，發(fā)現(xiàn)亞硝酸鹽會(huì)抑制微生物的活性，且這種現(xiàn)象在酸性體系中較堿性環(huán)境更為顯著。結(jié)合Anthonisen 等[59]在1976 年提出的溶液中SFNA的計(jì)算式[如式(1)所示]，推測(cè)酸性環(huán)境下溶液中的FNA 濃度更高，造成對(duì)微生物的抑制。在之后的研究中，F(xiàn)NA 的生物毒性被進(jìn)一步確認(rèn)。大量研究表明，F(xiàn)NA 影響微生物的新陳代謝過(guò)程，包括底物跨細(xì)胞膜的主動(dòng)運(yùn)輸和氧化磷酸化、溶解氧的攝取、ATP 的分解代謝過(guò)程和耗能合成過(guò)

FNA除了會(huì)直接影響脫氮微生物的活性外，還會(huì)中，間F接N導(dǎo)A迫致 使脫氮AO系B統(tǒng)進(jìn)行N2O反生硝成化量反增應(yīng)加來(lái)。保在護(hù)硝自化己過(guò)，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(yǎng)脫氮菌的電子供體，但在生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)內(nèi)，這些金屬離子會(huì)影響生物電極的庫(kù)侖效率。在反硝化系統(tǒng)內(nèi)，增加可溶性的Fe2+會(huì)明顯增加硝酸鹽還原反應(yīng)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(duì)微生物的抑制濃度受微生物類型和測(cè)試方法的影響，報(bào)道的抑制濃度約在0.05～50mg/L 范圍內(nèi)[71-73]，研究認(rèn)為Cu2+對(duì)微生物的抑制作用是基于Cu2+對(duì)螯合巰基的影響，進(jìn)而干擾細(xì)胞中蛋白和酶的合成[74]。Watanabe 等[75]的實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)即使?jié)舛鹊椭?.1mg/L 的Cu2+也可以降低反硝化系統(tǒng)的性能，溶液內(nèi)Cu2+濃度達(dá)到0.8mg/L 反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行反硝化反應(yīng)的滯后時(shí)間提高了135%，最大反硝化速率下降了50%。

2.3 生物膜培養(yǎng)方式對(duì)脫氮系統(tǒng)的影響

生物陰極上具有電化學(xué)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(yǎng)型微生物。與生物陽(yáng)極的異養(yǎng)菌不同，自養(yǎng)菌的代時(shí)長(zhǎng)，生長(zhǎng)十分緩慢[76]，因此生物陰極生物膜的形成時(shí)間很長(zhǎng)，現(xiàn)有研究中混菌培養(yǎng)的生物陰極形成穩(wěn)定的生物膜需要45天以上的時(shí)間[77-79]，且生物膜形成過(guò)程中易受溶液環(huán)境變化的影響，造成微生物活性降低甚至死亡[80]，這個(gè)問(wèn)題使生物電化學(xué)反硝化系統(tǒng)（BEDS）的運(yùn)行難度大大提高，是BEDS 投入工業(yè)應(yīng)用前必須解決的問(wèn)題。目前縮短生物陰極生物膜形成時(shí)間的方法主要有兩種：外加電壓培養(yǎng)法[81]和異養(yǎng)培養(yǎng)-電勢(shì)翻轉(zhuǎn)法[47]。

2.3.1 外加電壓培養(yǎng)法

2.3.2 異養(yǎng)培養(yǎng)-電勢(shì)翻轉(zhuǎn)法

Pous 等[47]在2016 年的實(shí)驗(yàn)中首次發(fā)現(xiàn)以乙酸鈉為基質(zhì)培養(yǎng)的MFC 生物陽(yáng)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(jié)果開(kāi)啟了異養(yǎng)培養(yǎng)-電勢(shì)翻轉(zhuǎn)法在BEDS 中的應(yīng)用。關(guān)于異養(yǎng)培養(yǎng)-電勢(shì)翻轉(zhuǎn)法能夠培養(yǎng)反硝化生物陰極的原理有兩個(gè)方面的推測(cè)，一種認(rèn)為在陽(yáng)極培養(yǎng)階段電極大量富集具有雙向電子傳遞能力（氧化有機(jī)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(shí)具有良好的產(chǎn)電性能和生物電化學(xué)反硝化的能力[78]；另一種則認(rèn)為部分自養(yǎng)反硝化菌與異養(yǎng)菌存在種間聯(lián)系，異養(yǎng)培養(yǎng)的過(guò)程可以加速這部分自養(yǎng)菌的生長(zhǎng)。為提高生物電化學(xué)反硝化生物膜的形成速率，可以深入探究異養(yǎng)培養(yǎng)-電勢(shì)翻轉(zhuǎn)法的機(jī)理，尋找調(diào)控生物電化學(xué)反硝化生物膜形成的方法。

2.4 菌種組成對(duì)生物電化學(xué)脫氮工藝的影響

生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)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(yīng)的酶，因此電極生物膜的菌種組成對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)尤為關(guān)鍵。目前對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)中菌種的研究集中于純菌和酶。

已有文獻(xiàn)報(bào)道的具有自養(yǎng)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]，F(xiàn)irmicutes[91]，Dechloromonas門的菌種也常出現(xiàn)于生物電化學(xué)脫氮體系中，推測(cè)其中仍存在與生物電化學(xué)脫氮過(guò)程有聯(lián)系但未被確認(rèn)的菌種。

目前對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)內(nèi)微生物的研究局限于對(duì)少數(shù)具有生物電化學(xué)活性的電活性菌的研究，但對(duì)于不同菌種的電子傳遞途徑，菌種之間的協(xié)同或抑制作用的機(jī)理未完全闡明。建議之后的研究更多從分子生物學(xué)的角度對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)內(nèi)的菌種進(jìn)行研究，了解不同菌種的特性并關(guān)注脫氮過(guò)程中的電子傳遞方式。

3 生物電化學(xué)脫氮的實(shí)際應(yīng)用

對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的研究中，通常采用組分簡(jiǎn)單的人造污水進(jìn)行實(shí)驗(yàn)，其溶液環(huán)境較實(shí)際污水更適合細(xì)菌的生長(zhǎng)，但要將生物電化學(xué)脫氮工藝投入工業(yè)應(yīng)用，不可避免地要解決實(shí)際污水中復(fù)雜組分對(duì)生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的影響。表2總結(jié)了近年來(lái)生物電化學(xué)脫氮工藝的實(shí)用化研究和在實(shí)際污水中的應(yīng)用情況。

4 結(jié)語(yǔ)與展望

在現(xiàn)有的脫氮技術(shù)中，物理化學(xué)法存在成本高、二次污染等缺點(diǎn)。生物脫氮法利用微生物作為催化劑將氮化物轉(zhuǎn)化為氮?dú)猓哂忻摰矢摺⒊杀镜偷葍?yōu)勢(shì)，但對(duì)某些難降解污水表現(xiàn)出系統(tǒng)穩(wěn)定性差、出水水質(zhì)低等缺點(diǎn)。生物電化學(xué)脫氮法利用具有生物電化學(xué)活性的電活性菌進(jìn)行含氮污水的處理，試劑投入少，污泥產(chǎn)出量低；同時(shí)電化學(xué)體系能夠提高生物脫氮系統(tǒng)中微生物的生長(zhǎng)速率和活性，減少中間產(chǎn)物排放，提高系統(tǒng)的穩(wěn)定性和出水水質(zhì)。生物電化學(xué)脫氮法可以同時(shí)實(shí)現(xiàn)氮素脫除和污水中化學(xué)能的回收，是一種清潔、能量利用率高、具有實(shí)用前景的新型污水脫氮技術(shù)。

雖然生物電化學(xué)脫氮法能夠彌補(bǔ)傳統(tǒng)生物脫氮法在污水脫氮過(guò)程中的不足，但仍存在以下幾方面的問(wèn)題。一方面關(guān)于生物電化學(xué)脫氮機(jī)理的研究匱乏，導(dǎo)致難以針對(duì)性地提高生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的性能。另一方面，雖然現(xiàn)有的生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)在處理人工廢水時(shí)表現(xiàn)出良好的性能，但處理成分復(fù)雜的實(shí)際廢水時(shí)，仍存在脫氮生物膜形成周期長(zhǎng)、穩(wěn)定性差、系統(tǒng)脫氮速率低等問(wèn)題。因此，可以開(kāi)展以下研究工作。

表2 實(shí)際污水應(yīng)用中生物反硝化BER的性能

（1）開(kāi)展生物電化學(xué)脫氮機(jī)理的研究，包括分析不同菌種在生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)內(nèi)的作用，篩選電活性菌，調(diào)控生物膜形成，從而提高生物膜的脫氮性能；根據(jù)影響生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)性能的因素，如DO、pH、溫度、溶液組分等因素造成影響的機(jī)理，有針對(duì)性地提高生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的性能。

（2）開(kāi)展生物電化學(xué)脫氮系統(tǒng)的實(shí)用化研究，包括改進(jìn)生物膜的培養(yǎng)方法，縮短生物陰極生物膜的生長(zhǎng)周期，進(jìn)而縮短整個(gè)系統(tǒng)的構(gòu)建周期；針對(duì)實(shí)際污水中的毒性物質(zhì)類型馴化具有耐受特定毒性物質(zhì)的脫氮微生物等。

（3）開(kāi)展生物電化學(xué)脫氮法與其他脫氮法的耦合工藝研究。根據(jù)實(shí)際污水組成設(shè)計(jì)脫氮流程，采用物理化學(xué)法、生物法等手段對(duì)毒性物質(zhì)進(jìn)行前處理，根據(jù)菌種的特性對(duì)污水進(jìn)行分步處理，提高整體脫氮系統(tǒng)的性能。