近年来含氮污/废水的排放日益增加，2018年全国城镇污水处理厂日均处理水量达1.67亿m3，其中，氨氮削减量达119万t。氮素的过量排放会导致水体富营养化，危害水生生物，破坏生态系统；
此外，过量的氮素摄入也会对人体健康造成威胁。环境中氮的价态在-3价至+5价之间变化，其中-3、0、+1、+2、+3、+5价态的氮在环境中较为常见。氮素在废水中的循环通常可归因于同化、氨化、硝化、反硝化、固氮、厌氧氨氧化及异化硝酸盐还原为铵这7种转化过程。其中，氮素的自然循环主要由硝化及反硝化组成。
传统的硝化过程分为2个阶段，第1阶段由氨单加氧酶（AMO）和羟胺氧化酶（HAO）将NH4+-N氧化为NO2--N，而后第2阶段由亚硝酸盐氧化还原酶（NXR）将NO2--N转化为NO3--N。
不过近年来也有研究表明，存在从NH4+-N转化为NO3--N的一步硝化途径。反硝化过程中，NO3--N首先由硝酸盐还原酶（NAR）还原为NO2--N；而后NO2--N在亚硝酸盐还原酶（NIR）的作用下被还原为NO；NO继而被氧化氮还原酶（NOR）还原为N2O；最终N2O由氧化亚氮还原酶（N2OR）催化还原为N2。
常见的脱氮工艺有物理法、化学法、生物法。物理法主要包括离子交换、反渗透、电渗析、吸附法等；化学法主要包括活泼金属还原法、催化还原法和电化学氧化还原法。生物脱氮是目前被广泛使用的脱氮方法，其具有处理效果稳定、工艺成本低等优点。然而，该方法在实际运行中还需额外增加碳源，且占地面积大，污泥产量多，另外会消耗大量能源并增加设备维护成本。
生物电化学系统（Bioelectrochemical systems，BES）是将电化学法与生物法相结合，其改善了生物法启动时间长、脱氮速率低、需要额外投加碳源等缺点，也解决了电化学法能耗高等问题。同时，BES能够在实现废水脱氮处理的同时产生电能，减少了污泥产量，具有传统工艺无法比拟的优越性，是一种有效、经济的脱氮方法。
近年来，利用生物电化学工艺处理含氮废水已成为研究的热点。
笔者综合国内外相关文献，对BES的脱氮机理及不同形式BES对含氮废水的处理效果进行了归纳总结，分析了运行条件对BES脱氮的影响及电流强度对微生物活性的影响，并对该技术未来的研究方向进行了展望，以期为BES脱氮的研究发展提供一定的参考。
1 BES的脱氮途径及机理分析
典型的BES反应器一般由阳极、阴极、外电路及微生物组成。阳极室中的微生物降解污水中的有机物并将电子转移到阳极表面，同时产生质子通过离子交换膜迁移至阴极室；阳极表面的电子通过外电路转移至阴极，与阴极室的电子受体（如O2、NO3--N、NO2--N）结合，生成相应的还原产物。
基于此，氮素在微生物及电极的作用下经过一系列转化，最终通过氮素循环中的不同途径被去除。BES根据电能效果的差异可分为微生物燃料电池（MFC）与微生物电解池（MEC）；随后在此基础上衍生发展出现了微生物脱盐池（MDC）、微生物太阳能电池（MSC）等。
1.1 阳极脱氮途径
阳极作为BES系统的主要组成部分，主要作用是接收废水中的电子，同时产生相同数量的质子，质子通过阳离子交换膜传输至阴极。阳极可通过氨氧化与异养反硝化途径分别去除废水中的NH4+-N与NO3--N。
阳极氨氧化脱氮是将NH4+-N作为电子供体在阳极被氧化为N2或其他氧化态物质。研究表明，氨氮在微生物或活泼金属的作用下可将阳极作为电子受体，同时自身被氧化为N2或氮氧化物。
但也有另外一些学者认为，NH4+-N不能被直接转化。因此，关于NH4+-N能否成为BES系统的电子供体尚无定论。此外，另外一种阳极氨氧化的途径是厌氧氨氧化，其以NH4+-N和NO2--N为底物，将氮素转化为氮气，此种方法被认为是阳极氨氧化的主要途径（式1）。阳极异养反硝化脱氮则以传统的生物反硝化为基本原理，将NO3--N还原为N2（式2），其适用于高碳氮比废水的脱氮处理。
1.2 阴极脱氮途径
BES系统的阴极接收从阳极传来的电子，并将电子传递至阴极室的电子受体中。阴极室内的脱氮途径主要包括硝化、异养反硝化、自养反硝化、厌氧氨氧化以及异化硝酸盐还原为铵这5种途径。阴极室内的硝化、异养反硝化及厌氧氨氧化途径主要是通过调整阴极室的DO来实现。
自养反硝化是阴极电极上附着的微生物直接或间接地利用电极电子并将其传递至NO3--N、NO2--N的过程，其适用于低碳氮比废水的氮素处理。异化硝酸盐还原为铵首先是在NAR的作用下将硝态氮还原为NO2--N，之后在NIR的催化作用下NO2--N再被还原为氨氮，此途径与异养反硝化途径存在基质竞争关系，如式（4）所示。
1.3 阴阳极协同脱氮途径
如前文所述，氮素在BES中可通过多途径在阳极区和阴极区分别进行转化和去除。因此，利用BES内部产生或外加的电场促进氮素离子迁移，将阳极区与阴极区的脱氮途径相结合，有望实现协同脱氮。BES中协同脱氮原理见图1
如图1所示，在BES系统中，阳极室中的NH4+-N会在电场及浓度梯度作用下，通过阳离子交换膜迁移至阴极室。部分迁移到阴极室的NH4+-N会通过以下4种途径进行转化：
（1）将通过阳离子交换膜富集至阴极室的NH4+-N进行部分硝化生成NO2--N，而后通过厌氧氨氧化途径去除；
（2）阴极室内部发生氧化还原反应使得阴极液pH升高，有利于NH4+-N转化为NH去除；
（3）BES在MEC模式下运行时，阴极室产生的H2可促使NH从阴极液中得到回收；而NH的高效分离也能促使阳极液中NH4+-N的进一步迁移；
（4）将阳极的氨氧化与阴极的自养反硝化相结合，可实现对低碳氮比废水更大程度上的全自养脱氮。
2 BES的脱氮效果
BES的脱氮性能与微生物种群结构、活性以及电极与微生物的转移效率直接相关。由于单一的BES反应器对复杂废水的脱氮效果不佳，近年来多有研究将BES与其他水处理技术相耦合以期进一步增强BES的脱氮能力。有研究表明，MFC及其耦合系统对质量浓度为100 mg/L以内的NH4+-N、NO3--N的去除率基本在80%以上；MEC及其耦合系统对复杂废水中的较高质量浓度（200 mg/L以上）或较低质量浓度（50 mg/L以下）的氮素去除率达70%以上。不同形式BES反应器的脱氮效果如表1所示。
其中，MFC-MEC耦合系统以其耗能小、脱氮效果良好成为当前BES领域的研究热点之一。该耦合系统将MFC的阳极、阴极分别与MEC的阴极、阳极相连，作为直流电源驱动MEC，装置如图2所示。直流电驱动BES反应器（即MEC系统）可以实现较高的反硝化速率，但耗能也较高，而利用MFC驱动可直接利用有机物中的电能，并以微电流的形式施加至MEC，刺激MEC中脱氮微生物的活性，大大降低了能耗及运行成本。
3 BES脱氮性能的影响因素
3.1 电极材料对BES脱氮性能的影响
电极材料是BES的重要组成部件。电极材料在BES中可直接用作电子供体或受体，不仅会影响微生物的吸附量，也会影响微生物与电极间的电子传递效率。选取电极材料时，应对材料的导电性能、吸附性能、生物相容性等进行考察。近年来新型电极材料在BES脱氮中的应用情况见表2。
阳极电极材料可分为碳基材料、复合材料、修饰材料及金属材料4类。其中，碳基材料在生物电化学反应器中使用最为广泛，常见的有碳刷、碳布、泡沫碳、碳毡、石墨棒、石墨毡等。碳基材料制备简单、成本较低、比表面积大，能吸附更多的微生物；然而其电子传递效率低，对反应器产电有一定限制。金属材料相比碳基材料导电性更强，但由于其表面光滑，不利于微生物的附着，故常与其他物质掺杂。
阴极可分为生物阴极与非生物阴极，在对BES脱氮的研究中，反应器阴极一般以生物阴极为主。若为非生物阴极，则阴极材料一般用重金属（如Pt、Fe）、复合物〔如聚吡咯/蒽醌-2-磺酸盐（PPy/AQS）、CoNiAl-LDH@NiCo2O4〕等修饰；若为生物阴极，则一般适合作为阳极材料的也可作为阴极材料。采用生物阴极可避免利用贵金属或非贵金属以氧气为阴极电子受体，提高了系统的环境可持续性。
3.2 运行参数对BES脱氮性能的影响
3.2.1 pH对BES脱氮性能的影响
pH能够直接影响脱氮菌、产电菌及脱氮酶的活性，进而影响生物电化学系统中电子的产生、传递及脱氮能力。Dan CHEN等利用新型三维BES系统去除水中高浓度硝酸盐，并对微生物丰度进行了研究。结果表明，pH为7.0~8.0时，优势菌属为具有反硝化功能的梭状芽胞杆菌；过高的碱度会抑制反硝化微生物及产电微生物的活性。
郑贤虹研究了BES-SANI（Sulfate reduction，autotrophic denitrification and nitrification integrated，硫酸盐还原-自养反硝化-硝化一体化）耦合系统对pH分别为7.0和8.0的进水中的氨氮的处理效果，结果显示，当pH=8.0时，系统有更高的NH4+-N去除率。
臧华生等利用单室MFC研究了pH对水中NH4+-N、NO3--N及TN去除效果的影响，结果表明，在pH=8.0时，NO3--N和TN去除率最高，分别达93%和58%。
综上所述，采用BES系统脱氮，pH在碱性偏中性为宜，该条件对于生物反硝化过程至关重要。然而，由于pH会受到接种微生物、基质、电极材料等具体的实验条件影响，不同的BES反应器的最适pH范围会有一定差异。
此外，由于BES阴阳极氧化还原反应的进行，可能会造成阳极过酸，阴极过碱的现象，对微生物的活性会造成很大威胁。常见的调节方法是加入缓冲溶液或阴阳极溶液循环，但此法会浪费大量物料，增加运行成本且效果有限。而向BES中加入铵盐、碳酸氢盐等弱酸碱性物质，利用BES系统内部电场的迁移作用，可达到同时维持整个系统pH的目的。
3.2.2 DO对BES脱氮性能的影响
溶解氧（DO）是BES中的一项重要参数，其可以通过影响微生物的活性与电子转移能力进而影响系统的产电与脱氮性能。
一般情况下，系统产电能力与DO呈正相关；在脱氮方面，高浓度的DO可以提高硝化速率，但会抑制异养反硝化作用。同时，DO对厌氧氨氧化过程也有较大影响。
此外，还有研究表明，当阴极室内存在氧气时，即使DO很低也可优先于硝酸盐成为电子受体，对自养反硝化作用产生不利影响。
B. VIRDIS等首次利用双室MFC对于阴极室同步硝化反硝化脱氮产电进行了研究，该研究以氨氮和有机物作为合成废水主要成分，通过控制曝气流速调整阴极液的溶解氧浓度，进而促进NH4+-N的硝化-反硝化进程。结果显示，在DO为（4.35±0.08）mg/L的条件下，系统可去除（94.10±0.9）%的TN，同时有机物去除率接近100%。
Zuofu XIE等构建了氨氧化微生物燃料电池（AO-MFC），通过调节泵的曝气速率来控制阳极室的DO。研究表明，当DO为（2.06±0.33） mg/L时，氨氮去除率只有55.3%；当DO为（3.60±0.28） mg/L时，氨氮去除率达到98.5%，电子利用率达到91.7%；当DO达到（6.45±0.40） mg/L时，氨氮接近完全去除，说明较高的溶解氧浓度可很大程度上促进硝化过程。但高浓度的溶解氧会抑制BES中的反硝化过程。
Yifeng ZHANG等在利用沉积型MFC系统进行废水脱氮的研究中发现，当DO由3.2 mg/L提高至7.8 mg/L时，功率密度随之变大；当DO为7.8 mg/L时，功率密度最大，为（55.5±1.0） mW/m2。当DO<1.1 mg/L时，DO对NO2--N的去除基本没有影响，但当DO为7.8 mg/L时，NO3--N的去除率明显下降，仅为7.8%。
以上研究结果表明，DO过高和过低均可对产电脱氮性能产生不利影响，且达到最佳产电效果与最佳脱氮效果所需的DO不同，在实际应用中应综合考虑。
3.2.3 温度对BES脱氮性能的影响
温度对BES系统微生物种群及酶活性有较大影响，进而影响系统脱氮性能。不同微生物的适宜温度范围不同，如：硝化菌为20~30 ℃，反硝化菌为15~30 ℃，厌氧氨氧化菌为30~37 ℃。因此，可以通过改变温度来筛选出相应的菌种以改变脱氮途径。
张吉强构建了ANAMMOX-MFC系统，并研究了该系统的脱氮产电性能。研究发现，当温度从15 ℃升至30 ℃时，容积脱氮速率从（0.33±0.03） kg/（m3·d）增至（1.20±0.04） kg/（m3·d），同时系统输出电压从（23.6±5.37） mV提升至（110.2±4.61） mV；温度继续升至40 ℃时，容积脱氮速率与输出电压随着温度的升高而降低，在40 ℃时，容积脱氮速率与输出电压分别降低至（0.65±0.12） kg/（m3·d）和（76.8±5.37） mV。
Zhuang CHEN等构建了同步脱氮脱硫MFC系统，研究表明，该系统对废水中TN的去除率在温度为10~20 ℃范围内随温度的升高而上升，之后TN去除率随温度的进一步升高而降低。除了从表观上可以看出温度对BES脱氮产电的影响外，温度对菌种的基因表达也会产生影响。
S. SALEH-LAKHA等通过研究不同温度下Pseudomonas mandelii菌种中基因的表达发现，温度为10 ℃时，该菌种反硝化基因nirS（NIR酶的编码基因）达到最大基因表达量的时间较温度为30 ℃时滞后4 h，且最大基因表达量也有所减少。
3.3 电流对BES脱氮性能的影响
微生物决定BES的电能效果及氮素去除能力，而施加电流的强度会影响微生物新陈代谢的活性、生长速率等，进而影响BES脱氮的效果。强电流对微生物活性有损害作用，适当的微电流对微生物活性有促进作用。
强电流作用一方面会直接破坏微生物细胞壁，致使细胞膜穿孔，改变微生物细胞内的蛋白质合成、细胞膜渗透性和细胞形态，甚至会导致细胞组织坏死。另一方面，强电流下会产生强氧化性自由基，其会破坏微生物生存环境并抑制微生物及相关酶的活性，最终导致细胞死亡。
强电流除了可能对细胞造成破坏外，还可能改变体系的pH。V. WEI等利用MBR研究了外加电化学体系对脱氮相关微生物的影响。结果表明，当电流密度为12.3 A/m2和24.7 A/m2时，异养反硝化菌活细胞可分别下降15%和29%；同时当电流密度>12.3 A/m2时，生物质流体的pH已变为碱性。
适当的微电流则可增加脱氮相关微生物及酶的活性，刺激细菌的新陈代谢，促进细菌的生长繁殖，并改善细胞膜的通透性，从而提升细胞内的自由基反应。
袁展以多阳极MFC进行同步硝化反硝化的研究中发现，通路状态下NAR、NIR及NOR酶的活性明显高于断路状态，且当外加10 mA电流时，系统硝化酶（AMO、NOR）及反硝化酶（NAR、NIR）活性均高于对照组（未施加电流）。刘恒源在探究电流对生物反硝化的影响时发现，施加200 mA/m2的电流密度可以促进反硝化菌的生长，提升系统反硝化能力；而当电流密度增至300 mA/m2与400 mA/m2时，会减弱反硝化性能。
此外，系统内的硝酸盐还原酶与亚硝酸盐还原酶在200 mA/m2下的活性较对照组（未施加电流）有所提高，而当电流密度为400 mA/m2时，这2种酶的活性都显著降低，表明在强电流条件下酶的活性遭到了破坏。
Hongyu WANG等利用BES系统进行硫自养反硝化研究，探究了电流强度对系统去除NO3--N的影响。结果表明，在50~200 mA的电流下，NO3--N去除率随电流强度的提高而提高，这可能是由于较高电流下产生了足够的作为电子供体的氢气，有利于自养反硝化菌的生长。
同时，也有研究表明，电流的刺激可以通过减少中间产物NO2--N的生成来增强生物反硝化作用和电能效果，不过同时也减弱了BES系统的厌氧氨氧化作用。
4 BES在低碳氮比废水生物脱氮中的应用
低碳氮比废水生物脱氮是当前污水处理亟需解决的实际问题。低碳氮比废水一般指生化需氧量（BOD5）与总凯氏氮（TKN）之比低于3.4的废水，常见的低碳氮比废水包括城镇生活污水、焦化废水、养殖废水及垃圾渗滤液等。在传统生物脱氮中，理论上碳氮比为3~5的废水被认为足以通过异养反硝化进行脱氮。
但在实际过程中，由于污水中易分解的有机物占比较小，通常在碳氮比达到6以上时，才能达到理想的脱氮效果。而电化学体系的存在，首先可以提高电子传递效率，提升氧化还原反应速度；此外，存在于阴极的自养反硝化细菌能够直接利用一部分来自阳极的电子还原硝态氮，一定程度上取代了降解含碳有机物产生的电子，可减少对碳源的需求。
Wenying LI等构建了双室BCS1（Cupriavidus sp. S1 作为生物阴极催化剂）-MFC系统，并研究了该电化学体系对水中氮的脱除效果。结果表明，在碳氮比为2的条件下，分别设置外接阻值为500、200、100 Ω的试验组和开路组，则最大NO3--N去除速率分别为（0.062 3±0.004）、（0.090 7±0.007）、（0.095 6±0.003）、（0.037 5±0.004） kg/（m3·d），NO3--N去除速率与外加电阻阻值呈负相关。此外，外加直流电压也有利于BES对低碳氮比废水的处理。
Tingting ZHU等利用双室MEC系统，对碳氮比为3的废水进行反硝化脱氮处理。结果表明，相比对照组（未施加电压），施加了0.5 V直流电压的反应器的NO3--N去除率提高了14%，COD去除率提高了12%。
BES对碳氮比低于3的废水有着较为良好的处理效果，甚至在有机物含量接近0的条件下依然对废水中的NO3--N有一定的去除效果。
此外，碳氮比的不同也会影响BES中氮素的去除效果与途径。杨婷研究了双室MFC生物阴极对低碳氮比废水的反硝化效果，结果显示，当碳氮比为8、2、0时，NO3--N去除率可分别达到98.77%、83.12%、45.34%，说明电化学体系能在脱氮微生物的作用下有效地将电子转移至NO3--N实现自养反硝化。一般情况下，BES中的脱氮效率会随着碳氮比的增加而提高，但当碳氮比过高时，可能会影响渗透压，进而降低微生物活性，使脱氮性能降低。
5 结语与展望
采用BES处理含氮废水，可取得良好的处理效果。相比于传统生物脱氮，其优势主要体现在：
（1）可减少碳源投加量，节约能耗，特别对低碳氮比废水具有良好的脱氮效果；
（2）能耗较低，甚至可以实现完全自驱动，节省能源；
（3）可实现同时脱氮除碳，在MFC形式下还可实现同时产电；
（4）BES阴极发生的氧化还原反应会提升pH，减少碱的加入量，有利于NH4+-N的回收；
（5）BES内部产生的或外加的适宜范围内的电场可以刺激脱氮菌属与脱氮酶活性，提升系统脱氮能力。
然而，当前有关BES脱氮的研究多为实验室规模；BES系统的电极、膜材料及安装成本较高；脱氮效果易受到进水水质及外界因素影响；同时，对BES脱氮在复杂条件下的机理及在较大处理规模下适宜的运行条件尚不明确。
为了进一步扩大BES在废水脱氮领域的实际应用，尚需在以下3个方面进行研究：
（1）进一步探究脱氮机理。①在BES的电场作用下，研究不同形式氮素离子（NH4+-N、NO2--N、NO3--N）的迁移规律，以便更精准地控制反应条件，实现多途径协同脱氮。②在MEC或MFC-MEC模式下系统探究施加电流与微生物群落结构及脱氮酶活性之间的关系。
（2）开发新型电极材料。探究低成本电极材料的制备，增强微生物附着效果与电子传递效率，提升系统脱氮效果。
（3）优化运行条件。①探究BES脱氮影响因子之间的相互关系，同时建立运行条件与脱氮生物膜之间的关系。②在MFC模式下，考虑通过调整运行参数，促进阳极氨氧化与阴极自养反硝化的结合，提高全自养脱氮的贡献，进一步节省运行成本。③深入研究运行参数、运行寿命周期与运营成本之间的关系，为BES的实际应用打好基础。
