李瑞祥，王 鑫，李 田

（1.南开大学环境科学与工程学院，天津 300350；2.环境污染过程与基准教育部重点实验室，天津 300350；3.天津市城市生态环境修复与污染防治重点实验室，天津 300350）

随着温室效应问题加剧以及“双碳”目标的提出，我国各行业开始密切关注CO2排放量，并将实现碳中和作为行业发展的目标。据调查，我国污水处理行业的碳排放量占总排放量的1%～2%，是不可忽视的碳排放领域〔1〕，这主要与污水处理厂在运行过程中各处理单元设备碳排放量过高以及额外的能量消耗有关。究其根本原因，主要是污水资源化以及能源化效果不显著，很难实现低碳运行与能源平衡。宜兴概念水厂的建成运行，为我国污水厂的技术革新提供了良好的基础。

随着污水排放总量的不断增加，污水中氮、磷等营养物质对环境的影响越来越大。氮、磷的去除已经成为城市污水处理工艺的重要部分，氨氮成为我国总量控制指标和污染物削减指标之一。污水脱氮技术可以分为物理、化学和生物方法。随着微生物技术的发展，生物脱氮技术取得了长足进步并被广泛应用于污水处理厂中〔2〕。污水厂大多数污水中的氮主要是氨氮和有机氮，有机氮通过异养细菌的氨化过程转化为氨氮，部分作氮源以合成新的生物质〔3〕，其余通过微生物的硝化和反硝化过程去除〔4〕。然而，当废水中没有足够的有机碳源作为电子供体时，脱氮效率很难满足处理需求〔5〕。为了提高低碳氮比污水的处理效果，我国污水处理厂大多采用外加碳源的方法，但存在处理成本和能耗增加等问题〔3〕。

在碳达峰和碳中和的宏伟愿景下，制定和研发低碳源的污水生物脱氮处理技术势在必行。已经被证明有效的主流生物脱氮新技术，如短程硝化反硝化、同步硝化反硝化以及厌氧氨氧化等，将在双碳目标下发挥重要作用。因此，立足碳减排，围绕目前传统生物脱氮技术，笔者首先论述了脱氮功能菌群及其种间的互作方式，其次对其存在的不足进行了讨论，分析了国内外低碳氮比污水脱氮的最新研究进展和特点，最后对污水生物脱氮技术的发展前景进行了总结，旨在为碳中和背景下低碳污水生物脱氮技术的发展和实际应用提供参考。

1 传统生物脱氮技术概述

污水中，氮主要以无机和有机氮化合物的形式存在。无机氮化合物包括氨（NH3）、铵根离子（NH4+）、亚硝酸盐（NO2-）和硝酸盐（NO3-）。有机氮化合物则包括氨基酸和蛋白质等复杂化合物，并以可溶性或颗粒形式存在〔6〕。在传统污水处理系统中，氮的去除以微生物的正常生命活动为重要前提〔7〕，每个过程中都会有对应的酶发挥作用（图1）〔8〕。不同微生物具有不同的生理特性，对不同的环境适应能力不同，在不同脱氮过程发挥的作用和脱氮性能上也有差异。因此，为了实现不同污水的高效脱氮，必须选择合适的脱氮微生物。

图1 传统生物脱氮过程及对应酶Fig.1 Conventional biological denitrification process and corresponding enzymes

1.1 氨化作用

氨化作用（Ammonification）是生物脱氮的初始步骤，其在厌氧或好氧条件下可以将有机氮化合物转化为氨氮，为硝化作用创造必要条件。一般氨化过程分为2 步：第一步是含氮有机化合物（蛋白质、核酸等）在氨化微生物的作用下降解为多肽和氨基酸等结构简单的含氮化合物；第二步是简单的含氮化合物通过脱氨基过程转变为NH3〔9〕。氨化微生物在污水处理厂中分布广泛，对含氮有机物分解能力较强的细菌主要有Bacillus、Pseudomonas、Serratia和Micrococcus等〔8〕，比较常见的还包括Brevundimonas diminuta、Alcaligenes faecalis和Enterobacter aerogenes〔10〕。这些微生物能在有氧或无氧条件下，通过自身的生命活动进行含氮有机物的分解，为后续的脱氮过程提供物质基础。

1.2 硝化作用

硝化过程包括亚硝化和硝化2 个连续的氧化阶段，需要在严格好氧条件下进行，该过程中的功能微生物大多属于化能自养型，利用氨/亚硝酸盐作为能源、CO2作为碳源、O2作为电子受体〔11〕。第一阶段亚硝化是指氨氧化细菌（AOB）将氨氧化为亚硝酸盐的过程〔式（1）〕，具体步骤为：氨首先在氨单加氧酶（AMO）的催化下被氧化成羟氨，再经羟氨氧化还原酶（HAO）的催化被氧化成亚硝酸盐。目前在不同的环境条件下已经检测到5 种不同属的AOB：Nitro-somonas、Nitrosospira、Nitrosovibrio、Nitrosolobus和Nitrosococcus，而其中Nitrosomonas eutropha、Nitrosomonas nitrosa和Nitrosomonas vulgaris等在生物脱氮中较为常见〔12〕。第二阶段硝化是指亚硝酸盐氧化细菌（NOB）将亚硝酸盐转化为硝酸盐的过程〔式（2）〕〔13〕，相关的NOB 包括Nitrobacter、Nitrospira、Nitrococcus和Nitrospina〔14〕，其中污水处理厂中常见的NOB 为Nitrospira defluvii〔15〕。一般情况下，硝化细菌最适宜的pH 范围是7.5～8.2〔16〕。

通过硝化过程的化学计量可知，随着硝化反应的进行，体系pH 会降低，而当pH 降低到7.0 以下时，反应速率会迅速降低。因此，必须通过添加化学品来补充适当的碱度，例如NaOH、消石灰和生石灰等。

古菌是一类在恶劣环境条件下能够进行正常生命活动的生物。氨氧化过程已经被证明除了AOB作用外，还能通过古菌进行，这类微生物被称为氨氧化古菌（AOA）〔17〕。但是针对污水厂中AOA 的深入研究还相对较少。已经被证明能够进行硝化过程的AOA 包 括Nitrosopumilus maritimus和Cenarchaeum symbiosum等〔18-19〕。AOA 进行部分硝化过程的关键酶也是AMO〔20〕。与AOB不同，AOA可以在低溶解氧、强酸碱环境以及温度异常的条件下氧化氨〔21〕。

随着对脱氮微生物的深入研究，异养脱氮微生物也被证明存在于污水中〔22〕。目前能够进行异养硝化过程的微生物主要包括Pseudomona sputida、Alcaligees faecalis、Thiosphaera pantotropha、Paracoccous denitrificans以及Arthtobacter〔23〕。

1.3 反硝化作用

反硝化过程是指将硝酸盐还原为亚硝酸盐，然后通过NO、N2O 等中间体连续还原为N2的过程（图1）。微生物反硝化是以有机和无机碳源作为电子供体和维持微生物生长的能源，在反硝化微生物的作用下，以硝酸盐作为终端电子受体进行的。反硝化过程中间产物的变化涉及多种酶并伴随着电子传递和能量产生等，其中主要涉及4 种酶：硝酸盐还原酶（NAR）、亚硝酸盐还原酶（NIR）、一氧化氮还原酶（NOR）和一氧化二氮还原酶（NOS）〔16〕。微生物的反硝化过程需要严格厌氧，因为当氧气存在时，兼氧的反硝化细菌优先使用氧气作为电子受体，从而导致硝酸盐或亚硝酸盐无法作为电子受体，进而造成反硝化效果显著下降〔24〕。目前已经发现的反硝化菌包括50 多个属〔25〕，如Pseudomonas、Alcaligenes、Paracoccus和Thiobacillus。污水处理厂中常见的反硝化菌包括Pseudomonas aeruginosaF5、Thiobacillus denitrificans和Paracoccussp.DB2 等〔25-26〕。

除了厌氧反硝化外，好氧反硝化也能够进行氮去除〔27〕。目前大量好氧反硝化细菌已被从不同的环境中分离出来，如Pseudomonas〔28〕、Thauera〔29〕、Zoogloea〔30〕、Paracoccus〔31〕和Thiosphaerapan〔32〕等，其中常见的包括Pseudmonas mendocina和Paracoccus denitrificans。好氧反硝化细菌的硝酸盐还原酶位于周质中，与其他好氧基团表现出共呼吸作用，可以同时使用氧气和硝酸盐作为电子受体〔33〕。好氧反硝化细菌的发现解决了AO 工艺中硝化和反硝化作用必须分别在2 个不同的反应器中进行的弊端，降低了投资和运营成本。对于好氧反硝化，中性和碱性环境（pH=7.0～8.5）更有利于生物脱氮〔34〕，因此在实际应用中仍需要外加酸或碱以维持pH 在正常范围。

目前，对古菌的反硝化过程研究较少。以反硝化为特征的古菌包括Halophiles和Lithotrophic hyperthermophiles，可以使用硝酸盐作为电子受体。Haloferax denitrificans和Pyrobaculum aerophilum这2种古菌已被证明能够产生N2并作为最终产物，证实了反硝化的完整机制〔35〕。

2 传统生物脱氮存在的问题

我国近90%的污水处理厂存在总氮去除效率不高的问题，这与微生物生存环境、污水厂运行模式以及水源水质等有很大关系。

2.1 污水来源与环境因素

我国污水由生活污水、工业废水和雨水组成，其中工业废水可生化比例偏低，存在有毒有害物质，不利于脱氮功能微生物的生长。气候和生产方式等因素一旦改变会导致水质水量的变化，进而使生物脱氮效率受到影响〔36〕。例如，由于温度的差异，寒冷地区生物脱氮过程中的生物活性受低温影响，脱氮效果不理想〔37〕。而生产方式的改变则会使进水水质更复杂，甚至增加有毒有害物质，影响脱氮〔36〕。因此，针对生物脱氮必须因地制宜，优先考察水环境因素，根据不同的进水特性选择相应技术，还要做到对进水的实时监控以便及时调整运行参数。

2.2 碳源和碳氮比

碳源浓度对传统生物脱氮的影响主要在反硝化阶段。由于反硝化菌绝大部分属于异养菌，因此在脱氮过程中需要利用一定的碳源以用作能源和合成细胞成分的物质，并且碳源种类及含量对反硝化过程具有限制性作用〔38〕，一般情况下，BOD5/TN＞4 时具有较好的脱氮效率。然而，我国仍有较多污水处理厂原水中的碳源浓度难以满足该要求，反硝化过程中脱氮动力不足，影响脱氮效率〔39〕。目前，为使出水水质达标，往往会在原水中外加一些碳源，这样既增加了运行成本，积累的碳源又会使反硝化速率降低、亚硝酸盐累积，较大的生物量还会导致过滤器堵塞〔40〕。因此，开发新型外加碳源、充分利用进水中的碳源或应用新生物脱氮工艺势在必行。

2.3 不同去除指标对营养物质的竞争

污水处理过程中，氮、磷和COD 的去除需要不同的工艺，涉及的不同微生物会竞争营养物质。在生物脱氮除磷过程中，异养微生物的脱碳过程和自养微生物的硝化过程存在对氧气的竞争，这使得污水处理厂不得不提高曝气量以提升脱氮效率；反硝化过程对碳源量的要求极高，然而厌氧释磷过程中的微生物会竞争碳源以满足自身生长代谢，这也无形中降低了脱氮可利用的碳源〔41〕。因此，必须根据出水要求对运行参数和外加物质进行准确判断。对功能微生物丰度和种类的准确判断也是提高生物脱氮的重要途径之一。

2.4 微生物之间世代差异

不同功能微生物之间不同的世代时间也会对脱氮效率造成影响。世代时间长于污泥龄的微生物在污泥中不能成为优势菌种，硝化细菌生长极其缓慢；污泥龄越长，脱氮效果越好。相反，聚磷微生物污泥龄越短，有机除磷效果越好。因此，在污水处理过程中对污泥龄的控制也至关重要〔42〕。污泥龄的控制需根据处理目的加以选择，如脱氮工艺要求污泥龄大于10 d，而除磷工艺要求低于10 d。运行过程中还需根据实际条件控制污泥龄。

2.5 pH 和溶解氧

在实际运行时，硝化过程微生物的最佳pH 为7.5～8.2，而反硝化过程的最佳pH 则下降至6.5～7.5，因此需要合理控制pH 进行脱氮。由于生物脱氮过程需要在好氧环境和缺氧环境下交替进行，溶解氧在脱氮工艺过程中也是关键参数。当溶解氧（＞2 mg/L）过高时，虽然能够满足硝化反应，但是反硝化反应受到抑制；同理，当溶解氧（＜0.2 mg/L）过低时，硝化过程受到抑制。因此必须根据实际运行工艺合理布置曝气位置，进而调整溶解氧分布。

此外，不同工艺条件以及反应器构型也是影响脱氮效率的重要因素，合理选择运行参数以及工艺可以有效地避免污泥膨胀和生物泡沫等问题的发生，保证脱氮过程的正常运行。

3 低碳生物脱氮技术

为满足现阶段污水处理技术的发展要求，基于传统生物脱氮工艺的功能微生物，调控不同功能微生物的组成和选择性富集可以实现生物脱氮技术的创新和发展。近年来，随着碳源种类的变化、碳源补充方式的改变、新工艺的问世，低碳污水脱氮技术取得了长足发展。

3.1 新型碳源补充

3.1.1 添加新型碳源

由于传统外加碳源存在的缺陷，开发新型碳源是大势所趋。固体碳源由于其碳释放速率适宜、持续时间长、易于管理和可长期运行等优点，逐渐被学者关注。常用的固体碳源可分为天然纤维素材料和合成的可生物降解聚合物〔43〕。天然纤维素材料包括纤维素、农业和林业废弃物（如玉米棒、秸秆、纸板纤维、树皮和果仁等）〔40〕，这类碳源虽然成本低，但存在碳释放速率不稳定的缺点。目前应用于污水脱氮工艺中的合成的可生物降解聚合物包括聚乳酸〔44〕、聚己内酯〔45〕、聚丁二酸丁二醇酯〔46〕和聚羟基链烷酸酯〔47〕，这类碳源解决了碳释放不可控的问题并可充当反硝化微生物生长的载体，脱氮效果极好〔48〕，但是它们价格昂贵且性能受温度影响强烈，应用推广受限。因此，外加碳源可以考虑将这2 类碳源混合构成复合碳源，以增强废水脱氮效果〔49〕。

新型液体碳源包括高浓度有机工业废水〔50〕、污泥水解液〔51〕和餐厨废弃物水解液〔52〕等。这类物质的加入不仅具有良好的脱氮效果，而且为其自身的进一步处理提供了新的资源化路径，实现了经济效益和环境效益的兼顾。但因添加之前需要预处理、复杂的组成成分带来的危害未知等因素，这类碳源的应用依然受限。

3.1.2 调整工艺运行

污水处理厂进水中的大多数碳源会在好氧段被消耗，导致缺氧段的反硝化过程无法正常进行。除了投加新型碳源外，还可以通过调整工艺运行方式实现进水碳源的合理利用。目前，对进水的优化方式有分段多点式进水和周期性改变进水〔53〕。分段多点式进水具有污泥浓度高和碳源利用率高等优点，该方式可以划分为空间顺序上的分段进水即缺氧好氧分段进水工艺，以及时间顺序上的分段进水即序批式活性污泥法工艺〔54〕。周期性改变进水方式是指将2 个相同的反应器串联，进水方向周期性地从一个反应器转换到另一个反应器，以保证充分利用进水中的有机碳源〔55〕。

调整工艺运行虽然能够在低碳源下最大程度地提高污水中氮的去除效率，但是针对我国部分C/N很低的污水，该优化方式仍不能充分发挥作用。

3.1.3 挖掘内碳源

污水中存在的内碳源已经被证明能够有效地提高生物氮去除效率〔56〕。内碳源主要包括污水中的可生物降解溶解性有机物，以及活性污泥中微生物死亡或破裂后自溶释放出来的可被利用的物质。污水处理厂产生的剩余活性污泥的处理和处置成本约占污水处理厂总成本的60%〔57〕，剩余活性污泥中含有的许多有机物质可通过厌氧发酵过程有效释放，不仅减少了污泥量，还可以为反硝化提供内部碳源，提升脱氮效率，节省运营成本〔58〕。但是直接产生的污泥并不能直接利用，需要经过前处理等步骤才可以利用（例如污泥破碎和污泥水解等），而这也会增加操作难度和运行成本。

某些进水中的悬浮物质也可以被当作碳源利用，但是初沉池等的设置使得后续脱氮阶段该类型碳源降低。因此，对于悬浮物浓度较低且波动不大的污水厂可以取消初沉池，其他污水厂则可以通过设置超越管或减少初沉池的水力停留时间以降低进水碳源的损耗〔59〕。

3.2 短程硝化反硝化

短程硝化反硝化是将硝化反应控制在亚硝酸盐阶段，直接进行反硝化作用。其基本原理是NH4+先在有氧条件下通过AOB 生成亚硝酸盐，之后在缺氧条件下将亚硝酸盐转化成氮气（图2）。

图2 短程硝化反硝化过程及对应酶Fig.2 Short-cut nitrification and denitrification process and corresponding enzymes

短程硝化反硝化不仅具有更快的反硝化速率，而且可以减少硝化过程中约25%的曝气消耗、后续反硝化40% 的碳源需求以及33%～55% 的污泥产量，因此更加适用于低碳污水的处理〔60〕。从微生物的角度来看，该技术的关键在于亚硝酸盐的积累，在处理中必须消除NOB 的作用，利用AOB 和NOB 的代谢差异，形成利于AOB 优势生长的环境。然而，在正常条件下，亚硝酸盐会被迅速氧化成硝酸盐，因此必须采取措施控制亚硝酸盐的氧化，且不能影响氨氧化过程。研究表明，较高的pH、高浓度游离氨与游离亚硝酸盐、低溶解氧以及高温等均能不同程度地抑制NOB 生长或使其与反应体系分隔，在促进亚硝化途径形成的同时抑制亚硝酸盐的氧化〔61〕。此外，还可以考虑加入硝化抑制剂，如氯酸盐和叠氮化钠等。

因此，在该技术进行实际应用时，必须严格控制运行过程中的参数，以维持适宜的环境（pH 维持在8左右，溶解氧＜0.5 mg/L 等）。例如，可以通过外加酸碱以及合理控制曝气量、调节曝气位点使pH 和溶解氧维持在适宜范围。

3.3 同步硝化反硝化

同步硝化反硝化（SND）是指在溶解氧较低的条件下，在同一个反应器中同时实现硝化与反硝化过程。基于生物膜的致密结构或者较大粒径的颗粒污泥形成的梯级溶氧环境特征，硝化菌在高溶解氧区域活跃，反硝化菌在低溶解氧区域活跃，从而实现硝化细菌和反硝化细菌同时增殖〔62〕。

SND 突破了既定顺序，能够很大程度减小反应器体积，缩短生物脱氮流程〔63〕。与短程硝化反硝化类似，SND 能够将硝化反应控制在亚硝化阶段，从而有效缓解对有机碳的需求〔64〕。SND 中硝化产生的H+可以中和反硝化产生的OH-，为微生物的生长提供适宜的环境，同时加快2 种反应的正向进行速度〔65〕。

SND 的效果与多种因素有关，非生物因素主要包括溶解氧和pH，生物因素则主要是生物膜中脱氮功能菌群的相对丰度和分布〔66〕。SND 的产生主要得益于活性污泥中存在的溶解氧梯度，而溶解氧又会直接影响絮体中缺氧区和好氧区的分布，进而影响SND 的效率，因此，在应用SND 脱氮时需要将供氧速率作为系统的主要控制参数，结合实际需求进行调整〔67〕。对于运行过程中pH 的控制，需要同时满足硝化细菌和反硝化细菌的增殖需求/功能需求，即中性或弱碱性〔68〕。此外，在处理中还需要控制硝化与反硝化的反应动力学平衡才能使SND 实现最大化的低碳脱氮〔63，69〕。

3.4 厌氧氨氧化

厌氧氨氧化（Anammox）是一种能够以NO2-作为电子受体将NH4+厌氧转化为氮气的新型自养生物脱氮工艺。由于具有节能和成本效益优势，厌氧氨氧化是双碳背景下脱氮的最优选择（图3）。

图3 厌氧氨氧化过程及对应酶Fig.3 Anammox process and corresponding enzymes

Anammox 脱氮涉及2 个步骤：第一步是约一半氨氮通过部分硝化（PN）转化为亚硝酸盐〔式（3）〕；第二步是在厌氧条件下厌氧氨氧化菌（AnAOB）利用第一步产生的亚硝酸盐为电子受体，将89%左右的氨氮氧化为氮气，其余氨氮氧化为硝酸盐。当以CO2或HCO3-为碳源时的反应如式（4），该反应被称为部分硝化和厌氧氨氧化（PN & A）〔70〕。目前已发现的AnAOB 主要是Candidatus属，其中占据优势的通常是Candidatus Brocadia和Candidatus Kuenenia〔71-73〕。

基于自养生物脱氮的2 个反应阶段，根据PN 和Anammox 反应的反应器数目，Anammox 技术可以分为单级反应系统和多级反应系统〔74〕。在单级反应系统中，PN 和Anammox 都在一个反应器中进行，该系统需要严格控制水体中的溶解氧（＜0.5 mg/L）〔75〕，并且由于多种微生物种群（AOB 和AnAOB 等）共存，系统中NO2-含量难以控制，不利于AnAOB 的生长，系统运行不稳定。但单级反应系统具有反应器体积小、建设成本低、体积负荷大等优点，可有效避免亚硝酸盐积累而引起的抑制作用〔76〕。多级反应系统指PN 和Anammox 存在于2 个独立的反应器（例如SBR 和UASB 等）中，2 段反应的控制因素相互独立，具有独立调节和控制能力；将2 个反应阶段分离，不仅可以优化富集AOB 和AnAOB，而且PN 段的前置可以消除一些有毒的有机污染物，从而避免对后续Anammox 阶段的影响。但多级反应系统的建设投资成本更高，而且PN 段形成的亚硝酸盐容易积累，其毒性对微生物的生命活动产生抑制作用，从而导致菌群失衡，影响系统运行〔77〕。因此，2 段式系统需匹配PN 和Anammox 这2 个反应阶段的反应速率以减少亚硝酸盐积累，具体来说应严格控制亚硝酸盐浓度，使AOB 以适当的速度生长。在实际运行中，防止亚硝酸盐积累的策略是优化运行方式以减少溶解氧供应，即减少运行时间、降低鼓风机频率，也可以通过间歇曝气进行控制，而这也使得系统设计更为复杂〔78〕。

与传统脱氮技术相比，Anammox 被认为是一种更高效、节能的废水处理技术。在节约硝化反应曝气能源（需氧量降低60%）的基础上，还具有无需外加碳源（有机碳需求量降低了100%）、运行成本低等优点〔79〕。此外，AnAOB 属自养型微生物，生长缓慢，可大大减少工艺的污泥产量（减少了90%）〔80〕。尽管如此，厌氧氨氧化在污水处理厂的主流应用仍面临诸多挑战。例如，AnAOB 的世代周期长（10～22 d）且对环境因素变化敏感（pH 需控制在6.7～8.3，温度需控制在35～40 ℃等），复杂的进水环境存在大量抑制因子（如铵、亚硝酸盐、有机物、重金属等），导致该工艺启动时间长及运行效能低，限制了其在实际废水中的应用〔81〕。如何强化相关功能微生物的生长繁殖、缩短工艺启动时间以及提升系统脱氮效能，仍是当前厌氧氨氧化技术研究的热点。

3.5 微生物电化学脱氮技术

典型的微生物电化学系统（MES）由阳极、阴极和外电路组成，系统中电活性微生物消耗底物并产生电子和质子，电子通过外部电路从阳极转移到阴极，然后与转移到阴极的质子共同参与阴极表面发生的化学反应。MES 去除污水中氮的原理主要包括生物阳极氨氧化与生物阴极还原硝态氮。

生物阳极氨氧化指以氨为电子供体在微生物或活泼金属的作用下将自身氧化为N2的过程。然而，氨能否在阳极被直接转化仍无定论，因为该过程的化学反应速率常数极低〔82〕。除此之外，氨氮还可以在阳极通过厌氧氨氧化途径被直接转化为氮气，这是阳极氨氧化的主要途径〔83〕。反硝化可以在MES的阴极室中进行，与传统反硝化不同，MES 中的反硝化由能直接从阴极接受电子的反硝化细菌进行。通过调节阴极室内溶解氧还可以实现硝化、异养反硝化、厌氧氨氧化以及异化硝酸盐还原为铵等途径〔84〕。MES 的脱氮性能主要取决于微生物群落以及电极与微生物的转移效率。目前，可以通过修饰电极等方法提高电子转移效率进而提高脱氮性能〔85〕。pH 和溶解氧等也会对微生物活性产生影响进而影响脱氮效率，MES 系统用于脱氮时pH 控制在碱性偏中性为宜。由于阳极可能会发生过酸或过碱现象，在系统中加入缓冲溶液或将阴阳极溶液循环是维持整个系统pH 稳定的重要方式〔86〕。

除了在单个电极室内脱氮，阳极室的氨还会在电场或者浓度梯度作用下迁移至阴极室，反应过程中阴极室内溶液pH 的升高为氨的去除创造了良好的环境。在外加电压的条件下，系统产生的H2也可以对产生的NH3进行吹脱和回收。

MES 有效地将生物技术和电化学技术结合起来，具有高效、低耗和稳定的优势，在低碳污染治理领域的优势愈发凸显。MES 还可以将有机/无机废弃物中的化学能转化为电能，同步实现废物处理与能源回收，并且具有多途径除氮的优点。然而，由于电极材料以及膜材料带来的问题仍未被彻底解决（例如成本高和内阻大等），MES 目前仍处于实验室规模的运行，很少被应用于实际污水处理中。

新型脱氮技术与传统脱氮技术的比较见表1。

表1 新型脱氮技术与传统脱氮技术的比较Table 1 Comparison of novel and conventional denitrification technologies

4 结语及展望

针对我国污水处理厂低碳源进水影响传统生物脱氮效率的问题，通过对传统生物脱氮工艺的原理和涉及的微生物进行深入研究和分析，笔者从2 个方面对提高低碳污水脱氮效率的方法进行了讨论，一是为传统生物脱氮工艺补充碳源，通过寻找新型碳源以及充分利用进水中的碳源，实现高效脱氮；二是应用新工艺，减少脱氮过程中需要的碳源。

尽管外部新型碳源的增加避免了传统外加碳源产生的问题，但是长期投加仍然会增加运行成本和管理难度。调整工艺运行涉及现有污水处理厂的改造问题，建设成本增加。通过应用新技术从根本上降低工艺所需的碳源是实现高效脱氮、降低碳足迹的有效途径，但目前对脱氮新工艺的研究仍存在很多不足，从工艺到实际工程应用仍有很长的路要走。

污水处理厂内碳源的挖掘是碳中和背景下的最佳方法之一，内碳源的利用不仅能够提高脱氮效率，还可以降低污水处理厂的能耗及剩余污泥产量，CO2排放也会有大幅的削减。污水处理厂应根据进水水质特征和现有处理设施，选择适宜的脱氮技术，耦合不同工艺实现优势互补。获得高效的脱氮微生物也是至关重要的，除了从原有污水中筛选，还可以通过合成生物技术对现有微生物进行基因改造。通过工程手段调控微生物群落结构和污染物浓度以更大程度地适应微生物生命活动也是提高低碳脱氮效果的途径之一。在工艺革新与应用中，实现资源回收与能量自给是污水处理厂发展的最终目标，以符合碳中和要求，污水处理厂要力争实现污水处理低碳、零碳甚至负碳运行。