城镇污水中含有大量的氮元素，氨氮作为氮污染中的主要形式，已成为亟需解决的严重的环境问题。以氨氮为主的氮污染会造成水体富营养化，给水生生态系统和人类健康带来严重的危害。生物法处理氨氮废水主要包括传统的硝化反硝化反应、厌氧氨氧化反应和各种新型生物脱氮工艺，但在实际应用过程中存在成本高、能量损耗大、二次污染、启动时间长等缺陷。
微生物电化学系统(MicrobialElectrochemicalSystem,MES）包括微生物燃料电池（MicrobialFuelCell,MFC）和微生物电解池（MicrobialElectrolysisCell,MEC），是一种利用微生物在阳极发生氧化反应，阴极发生还原反应，同时产生电流的新型污水处理装置，由于阴阳极电势的差异，微生物的氧化还原电位发生变化，促进了产电微生物和电极之间的电子传递，在污染物去除的同时还能产电、产氢、产甲烷等能源，具有操作简单、能耗较低、污泥产量少等优势，成为了近年来污水处理研究的热点。本文首先阐述了生物法处理氨氮废水的基本原理和缺陷，其次介绍了微生物电化学氨回收和微生物电化学氨氧化的基本原理和相关研究进展，重点关注氨氮污染物的回收效率、降解效率、产能效率以及结合MES的氨氧化新机制；最后从氨回收和氨氧化之间的联系和影响、实际应用目标、功能微生物与基因以及运营成本等四个方面对存在的问题和未来的研究方向进行展望，为研究MES处理氨氮废水提供理论参考。
1、生物技术处理
氨氮废水基本原理及其缺陷生物法处理氨氮废水主要有传统的硝化反硝化反应、厌氧氨氧化反应以及各种新型脱氮工艺，包括：同步硝化反硝化（SND）工艺、短程硝化厌氧氨氧化（SHARON-ANAMMOX）工艺、单级全程自养脱氮(CANON)工艺、限氧自养硝化反硝化(OLAND)工艺、反硝化氨氧化(DEAMOX)工艺等，其各自的基本原理和相应的缺陷见表1。
2、MES处理氨氮废水基本原理
MES处理氨氮废水基本原理从大方向上主要分为两种，微生物电化学氨回收技术与微生物电化学氨氧化技术。
2.1 微生物电化学氨回收基本原理
如图1(a)所示，微生物电化学氨回收利用的是生物电化学系统中的离子迁移原理。在MES中，阳极在微生物催化下失去电子氧化有机物产生质子，电子经外电路传递到阴极，阴极在微生物催化下得到电子发生还原反应消耗质子。NH4+在离子浓度梯度的作用下从阳极透过阳离子交换膜迁移到阴极，阴极由于消耗质子pH持续上升，最后利用物理吹脱原理，使碱性条件下的NH3挥发并得到回收。
2.2 微生物电化学氨氧化基本原理
传统的微生物电化学脱氮技术基本原理一般分为阳极氨氧化和阴极反硝化，然而随着研究的深入，氨氧化不仅仅只能在阳极发生，而微生物电化学氨氧化也衍生出几类不同的技术手段，大体可分为四类：MES同步硝化反硝化、MES阳极氨氧化、MES厌氧氨氧化和MES厌氧铁铵氧化。
2.2.1 MES同步硝化反硝化基本原理
MES可以利用有机碳作为阳极电子供体，硝酸盐作为阴极电子受体实现同步脱碳除氮。如果在MES的阴极上施加适当的曝气，理论上可以实现基于MES的同步硝化反硝化和去除有机碳。相关反应式如下所示：
2.2.2 MES阳极氨氧化基本原理
在MES中，氨氧化细菌可以生长在阳极，氨氧化过程传递电子给阳极，电子通过外电路传递到阴极之后，可以通过阴极传递给作为电子受体的氧气或者硝氮亚硝氮。耗氧氨氧化和厌氧氨氧化在标准条件下的吉布斯自由能分别是-275和-357KJ/mol，负的标准电势表明氨氧化反应理论上能够在微生物燃料电池中自发发生，以氨氮作为电子供体，硝氮、亚硝氮或者氧作为电子受体产生电流。相关反应式如下所示：
2.2.3 MES厌氧氨氧化基本原理
关于厌氧氨氧化过程中具体的反应机制，Van等（1998）也做出了相关诠释：首先NH2OH和NH3在联氨水解酶的作用下水解得到N2H4,其次N2H4在肼氧化酶的作用下释放4个电子氧化为N2，最后NO2-在亚硝酸盐还原酶的作用下得到4个电子还原NO2-为NH2OH。涉及到反应位点的具体机制目前有两种，Ni等（2013）在一篇综述中用如图1(b)所示的示意图形象地描述了这两个过程。但不论是哪一种机制，都涉及到了N2H4失电子的氧化过程和NO2-得电子的还原过程，而MES的阳极和阴极理论上可以促进这种得失电子的氧化还原反应，这就有利于我们将MES和厌氧氨氧化技术相结合，促进MES厌氧氨氧化的发展。
2.2.4 MES厌氧铁铵氧化基本原理
由于厌氧氨氧化存在的一些缺陷，近年来又发展出新的氨氧化技术，即厌氧铁铵氧化，其原理是利用Fe3+为电子受体，NH4+为电子供体，通过三价铁还原为二价铁的过程来促进氨氮氧化为氮气、亚硝氮或者硝氮，其具体的反应方程式如下：
MES中氨氧化细菌可以传递电子到阳极发生阳极氨氧化，而氨氧化细菌的生物电化学活性其实不如铁还原细菌，如果能让铁还原菌富集在MES的阳极上，理论上可以代替氨氧化菌实现阳极氨氧化同时促进厌氧铁铵氧化。
3、MES处理氨氮废水研究进展
由于生物法处理氨氮废水成本较高、能量损耗较大等缺陷，近年来利用MES处理氨氮废水的研究越来越多，有的侧重于对氨氮污染物的回收利用，有的关注氨氮污染物的降解效率和产能效率，有的则探究了MES降解氨氮的新机制。关注MES处理氨氮废水的相关研究进展有利于更好地了解MES存在的问题和潜在的应用前景。
3.1 微生物电化学氨回收研究进展
在微生物电化学回收氨的过程中，由于阳极不断产生质子而导致阳极液严重酸化，导致阳极微生物的活性受到抑制。传统的做法是在阳极液添加碱度或者pH缓冲液，这带来实际操作上的诸多不便，针对这个问题，Cheng等（2013）提出利用阴极室产生的部分NH3进行回流，通过气体交换装置传输到阳极室，能有效缓解阳极液酸化的问题，实现无需外加碱度的氨回收。在利用MES回收氨的过程中，如果可以实现同步产电或者产气，将大大提高氨回收工艺的实际应用价值。Kuntke等（2011）构建了双室微生物燃料电池并成功用于回收氨同时产电。该研究通过添加氯化铵增加氨氮的浓度（从0.07到4g/L），发现该系统性能稳定而不受影响。研究发现不同离子的浓度会影响具体离子的传输顺序。另外，Wu等（2013）利用生物电化学系统成功回收氨同步产氢，产氢效率高达96%±6%，在合成废水中氨回收效率达94%，在实际废水中氨回收率达79%。关于氨氮在MES中转运的影响因素探究也极具意义，Qin等（2017）利用正向渗透膜代替阳离子膜构建了渗透性微生物燃料电池并成功回收氨，该装置在阳极液流速为4mLmin-1的条件下实现80.1%±2.0%的氨去除率。该研究证实了电流的产生是氨氮在正向渗透膜中传输的关键因素。该研究还证明了水通量、离子扩散和离子交换对氨氮的转运也有影响。
3.2 MES同步硝化反硝化研究进展
一般来说，同步硝化反硝化是在厌氧颗粒污泥系统中，溶解氧在微生物絮体上分布不同导致表面形成富氧区，内部形成缺氧区而发生的特殊反应。但是，在MES中某些特殊情况下也可以实现同步硝化反硝化。Virdis等(2010)构建了如图1(c)所示的微生物除碳同步硝化反硝化燃料电池，在阴极施加特定的曝气量，从而实现阴极原位硝化反应。其出水氨氮浓度低至2.13±0.05mg/L，出水硝氮低至1.0±0.5mg/L，总氮去除率高达94.1%±0.9%。通常来说，溶解氧浓度是决定同步硝化反硝化过程是否成功发生的关键因素。这是因为过低的溶解氧浓度会抑制硝化反应导致氨氮氧化效率下降，而过高的溶解氧浓度则会抑制反硝化反应导致硝氮亚硝氮的累积。然而，在该系统内的同步硝化反硝化过程却在较高溶解氧浓度（1.97±0.09mg/L和4.35±0.08mg/L）的条件下成功实现。出现这种现象的原因有两种可能：一种是MES系统增强了反硝化菌对溶解氧的耐受性，使得在较高溶解氧条件下仍能还原硝氮以及亚硝氮；另一种是该系统中的溶解氧分布不均，出现类似厌氧颗粒污泥上的不同溶解氧分布。
为了更进一步了解MES中这种除碳同步硝化反硝化反应，Virdis等（2011）再一次构建了类似的微生物电化学同步硝化反硝化系统，在溶解氧浓度为5.73±0.03mg/L的条件下实现总氮去除效率86.9%±0.5%和总氮去除率3.39±0.08mgL-1h-1的效果。同时，在该研究中还特地利用荧光原位杂交手段分析了阴极上的微生物群落分布。结果分析得出在阴极上出现了不同功能菌群的梯度分布，阴极生物膜的外层由于直接接触氧气主要分布的是硝化细菌，在生物膜内层由于氧气相对较少分布的主要是反硝化细菌，这也刚好证实了前面的第二种猜测。该研究首次提出了阴极生物膜上同时存在硝化反硝化菌群。
近年来，随着生物脱氮技术的发展，自养反硝化、好氧反硝化和异养硝化的发现也为同步硝化反硝化提供生物学上的合理诠释。本课题组Yang等（2020）构建了空气暴露生物阴极微生物燃料电池（AEB-MFC）用于处理尿液同时产电，实现了同步耐盐硝化和好氧反硝化。该装置氨氮去除效率可达86.8%±1.5%，总氮去除率达62.7%±2.3%，化学需氧量去除率达52.7%±1.6%。该装置表明空气暴露生物阴极微生物燃料电池处理尿液效果可观，同时还能产生稳定的电流，虽然电流相对较低。如图1(d)所示，通过对电极上的功能性微生物进行分析，了解到空气暴露生物阴极(AEB)作为多功能生物电极，不止可以发生氧化还原反应，还可以促进嗜盐硝化反应、好氧反硝化反应、氨挥发等其他复杂反应，有利于污染物去除和能量回收。
3.3 MES阳极氨氧化研究进展
在传统的MES中，通常是有机污染物作为阳极电子供体提供电子，而在Zhen等（2009）的研究中首次提出，氨氮可作为阳极电子供体并产生电流，这为微生物电化学氨氧化奠定了理论基础。该研究指出，之所以该系统能利用氨氮作为阳极电子供体产生电流，可能由于以下原因：在有机物存在情况下，化能无机自养的氨氧化细菌不会和异养细菌竞争营养；该生物燃料电池的培养液是高氨氮低有机碳的低碳氮比废水；具有相对较长的微生物培养驯化时间；虽然电流的产生与阳极氨氧化相关，但电流值不高。
如果能在MES中利用氨氮作为阳极电子供体，实现微生物电化学氨氧化，就能在降解氨氮污染物的同时将电子用于还原氧化物，实现氨氮的资源化利用。Qu等（2014）构建的单式微生物电解池中实现了厌氧阳极氨氧化，发现硝氮是氨氧化的主要产物（占氨氮消耗的95%），同时也检测到部分亚硝酸氮。16SrRNA分析表明，阳极主要功能菌群是Nitrosomonaseuropaea(40.3%)和Empedobacter(34.7%),并未发现厌氧氨氧化菌。该研究首次提出氨氮可以通过阳极氨氧化将电子传递给阳极，实现厌氧条件下的阳极氨氧化。然而，电子到达阳极之后的具体流向和氨氮与产物之间的具体转化关系和原理在该研究中没有提及。Zhu等（2016）构建了固定阳极电势为-0.5V的单式生物电化学系统，该研究同样实现了厌氧条件下的阳极氨氧化过程，氨氮被氧化为亚硝氮，并用于后续的厌氧氨氧化过程，有效提高厌氧氨氧化效率至少29.2%，为解决厌氧氨氧化实际应用过程中缺乏电子受体亚硝氮这一难题提供新的思路。
在传统的厌氧氨氧化反应中，氨氮作为电子供体，亚硝氮作为电子受体直接一步反应生成氮气。如果能在MES中利用氨氮作为阳极电子供体，硝氮或亚硝氮作为电子受体，就能实现类似厌氧氨氧化反应的效果。但是，这种理论假设需要解决的前提问题是，氨氮和有机碳的电子供体竞争问题，或者不加入有机碳需要解决的自养反硝化问题。Joicy等（2019）构建了如图1(e)所示的微生物电解池，对厌氧条件下的阳极氨氧化过程进行研究。该装置在反应体系中添加500mg/L的氨氮作为阳极电子供体，阴极添加不同配比的硝氮和亚硝氮共300mg/L，在外加0.2V/cm的静电场下运行，发现亚硝氮和硝氮都可以作为氨氮的电子受体，实现厌氧条件下的阳极氨氧化。随着电子受体中硝氮的比例的增大，氨氧化率有所下降，这说明以硝氮为电子受体进行氨氧化的效率低于亚硝氮。但是，当电子受体只有硝氮时，氨氧化率还有24mgNH4+-N/gVSS.d。经过测序表明了该系统中不存在厌氧氨氧化菌，也就是说该反应与厌氧氨氧化无关，而是MES下的硝化和反硝化反应的结合，该研究首次提出硝态氮可直接作为氨氮氧化的电子受体。但是，关于氨氮氧化和硝氮亚硝氮还原的产物分析（有无产气）以及无有机碳源下的自养反硝化的驯化问题在该研究中没有提及，大大降低了该研究的参考价值。
阳极氨氧化过程中的电势问题同样值得关注，本课题组Zheng等（2020）构建了单式生物阳极微生物电解池，研究了不同阳极电势对阳极氨氧化的影响，发现在固定阳极电势为+200mV和-200mV时氨氮去除率高达100%，这对探究阳极氨氧化现象具有一定参考意义。微生物菌群分析结果表明阳极同时富集了硝化和反硝化菌群，主要菌属包括Thauera,Comamonas,Alicycliphilus,Nitrosomonas,Desulforhabdus,Dethiosulfatibacter和Desulfomicrobium。
3.4 MES厌氧氨氧化研究进展
厌氧氨氧化技术在实际应用过程中的最大缺陷就是厌氧氨氧化菌的生长及其缓慢（加倍时间长达11天），其培养和驯化需要特殊的条件和相对漫长的过程（60-900d）。如果能在MES中实现厌氧氨氧化，有利于缩短系统启动时间，提高该技术的实际应用价值。Kokabian等(2018)成功构建了如图1(f)所示的微生物脱盐电池，其原理是在原有微生物燃料电池的基础上在阴阳极之间添加一个脱盐池，阳极利用阳极呼吸菌降解有机物产生电子，经外电路传递至阴极，阴极由厌氧氨氧化菌得到电子发生厌氧氨氧化将NO2-还原为氮气。中间脱盐池利用的是阴阳极氧化还原过程中的离子迁移，从而实现海水淡化。该系统最大功率密度可达0.092Wm-3，氨氮去除率超过90%。通过对阴极生物膜的微生物群落分析，发现虽然存在厌氧氨氧化菌，但是反硝化细菌的数量远多于厌氧氨氧化细菌，后续研究将针对不同功能菌的生理条件进行限制从而提高厌氧氨氧化菌数量。
Shaw等（2020）发表于《自然.通讯》中的文章提出了另外一种微生物电化学厌氧氨氧化过程，即依赖胞外电子传递的电极厌氧氨氧化。该研究利用外加电压为0.6V的微生物电解池，在不存在电子受体（NO2-、NO3-或者O2）的情况下成功将NH4+直接氧化为氮气。利用同位素标记，揭示了NH2OH作为中间产物的转化过程，具体反应过程如下：
该研究首次提出了这种依赖于胞外电子传递的厌氧氨氧化，并提出碳基材料的非溶解性的胞外电子受体如氧化石墨烯、电极材料等可作为最终电子受体。该研究还表示，这种依赖于胞外电子传递的厌氧氨氧化过程可能对揭示自然界的氮损失具有重要意义。在淡水或者海水深处的缺氧环境中，由于缺乏NO2-、NO3-或者O2等溶解性电子受体，传统的厌氧氨氧化并不能解释这种环境下的氮损失，而该研究揭示的基于胞外电子传递的厌氧氨氧化过程可能在其中起着重要作用。在厌氧微生物呼吸作用中，普遍存在的高分子量有机化合物如腐殖质可以作为末端电子受体，同时腐蚀质也可能作为氧化还原的媒介，介导土壤和水底沉积物中厌氧氨氧化和难溶金属氧化物矿物的还原。该研究提供了MES系统结合厌氧氨氧化反应的新思路，即在MES系统中引入难溶性电子受体，使得氨氮持续氧化。
3.5 MES厌氧铁铵氧化研究进展
厌氧铁铵氧化是近年来提出的概念，将MES和厌氧铁铵反应相结合对氨氮废水处理具有重要意义。Zhou等（2016）通过添加电子穿梭体（蒽醌-2,6-二磺酸盐或生物炭）发现，电子穿梭体的加入促进了厌氧铁铵氧化过程，实现更高的脱氮率。这表明电子穿梭体在厌氧铁铵氧化过程中可能发挥着重要的作用。
Zhu等（2021）构建了体积为250mL的单式微生物电解池，外加电压0.5V，添加Fe2O3作为三价铁来源，实现MES偶联三价铁还原。该偶联装置相比普通的微生物电化学装置和厌氧氨氧化装置，其厌氧氨去除率提高了50.38%和38.8%，氨氮去除率最高可达80.62±0.26gm-3.d-1。该研究阐述了该装置促进氨氧化的过程如图1(g)所示：首先，Fe2O3的添加会促进铁还原细菌的生长，在外加电压的条件下进而促进其生物电化学活性；其次，厌氧铁铵氧化过程通过利用三价铁还原来氧化NH4+产生NO2-;另外，富集在阳极的铁还原细菌通过传递电子给阳极，利用厌氧铁铵氧化产生的NO2-促进了阳极厌氧氨氧化的实现；较高浓度的Fe2+也表明了MES促进了三价铁还原过程。总体而言，该装置对氨氧化过程的促进是MES和厌氧铁铵氧化过程协同发挥作用，共同促进的结果。关于MES厌氧铁铵氧化的报道不多，该研究首次对该现象进行深入的研究和报道，具有重要参考意义。
4、问题与展望
MES通过阴阳极电势的不同促进了产电微生物和电极之间的直接电子传递，外加电压改变电极电势更是给很多原本热力学上的非自发反应提供了发生的可能，在处理有机污染物的同时还能利用有机污染物作为能源，因此使得MES在污水处理方面具有很大的潜能与探索意义。与生物脱氮技术相比，MES处理氨氮废水具备很多优点：能耗低、成本小、清洁环保、效率高等。但是，在未来利用MES处理氨氮废水时仍需注意以下问题：
(1)微生物电化学氨回收和微生物电化学氨氧化是MES处理氨氮废水的两大思路，但在实际操作过程中应注意两者之间的联系与影响。在微生物电化学氨氧化系统中，应及时监测溶液的pH，防止溶液过碱而导致NH3挥发，另外双室MES应随时监控两室中的氨氮含量，以免发生NH4+扩散而误认为氨氧化导致了氨氮浓度降低；同时，微生物电化学氨回收过程中也应关注到氨氧化的发生造成氨氮损失的可能，从而提高氨回收效率。
(2)目前大多数文献报道的氨氮废水是人工合成废水而非实际污水，而处理实际污水时面临的复杂情况也将是MES走向实际应用的挑战之一。未来对MES的研究可以慢慢转向实际污水的处理，对功能微生物的富集和提高其环境耐受力是维持系统稳定的重要因素。
(3)未来关于MES的研究，除了在反应器构型上加以创新之外，还需要对阴阳极的功能微生物多加关注。在以往相关的研究中，对微生物多样性及功能基因作深入分析的文章不多，但随着现下测序技术的成熟，微生物和功能基因数据相关的分析应受到重视和利用。发现并利用MES中的特定功能微生物，研究不同电势对微生物菌群分化的影响，对探究新的生物电化学反应机制具有重要作用。
(4)目前MES的研究仍处在实验室阶段，在MES迈向大规模实际应用的过程中，运营成本是决定成败的一个关键因素。这就意味着未来在MES的研究中，装置的优化简化、系统持续稳定性、启动时间、能量供应及其损耗等需要得到更多的关注。在未来，传统的脱氮工艺与MES的合理联用可能成为解决这一问题的出路。（来源：中国科学院环境与应用微生物重点实验室，环境微生物四川省重点实验室，中国科学院成都生物研究所，中国科学院大学）