叠氮化物广泛应用于工业产品如汽车安全气袋和爆破性雷管。城市废水的氨氮主要来自于尿液水解。两种含氮物质都具有生物毒性。微生物燃料电池(Microbial fuel cell,MFC)作为一种绿色技术,能够在微生物的催化作用下将水中化学物质作为电子供体或受体进行去除。叠氮化物对微生物的好氧呼吸过程有抑制作用,但其是否参与MFC生物阳极的厌氧呼吸过程尚待确定。MFC已被证实可以利用尿液作为“燃料”,但尿液水解释放的高浓度氨氮对MFC的长期稳定运行是否造成影响有待进一步考察。本课题选取叠氮化钠和氨氮(尿液水解产生)作为研究对象,考察MFC去除这两类物质的特性,探讨其可能的去除机制。考察了叠氮化物在MFC中去除的可行性。单室MFC在叠氮化物浓度高于0.2mM时产生的电流要低于对照反应器。相似的现象也体现在库伦效率上。不论叠氮化物初始浓度为多少,MFC均可不同程度地去除叠氮化物,表明叠氮化物可以作为阳极生物膜的电子受体。考察了MFC在去除叠氮化钠时具有的特性。在反应器中叠氮化物浓度较低时,溶解性COD(soluble COD,sCOD)的去除率为92.0±5.6%(0.1 mM),93.5±4.9%(0.2 mM),这与对照反应器的sCOD去除率(91.5±3.5%)比较接近,但比反应器中叠氮化物浓度较高时的sCOD去除率要高:82.0±2.8%,0.5 mM;81.5±6.3%,1.0 mM;82.0±4.2%,1.5 mM。反应器的最大功率密度随叠氮化物浓度的增加而减小,从810.9 mW/m2(0 mM)下降到330.3 mW/m2(1.5mM)。功率密度和电极极化曲线在叠氮化物浓度高时均呈现“回折”现象,表明阳极电化学活性受到强烈抑制。基于电化学交流阻抗考察生物阳极表面的电子转移动力学,分析结果显示生物阳极电荷转移内阻在叠氮化物浓度高时增加,表明部分电子用于叠氮化钠在阳极的还原。采用焦磷酸测序、群落分析以及化学分析探究MFC对叠氮化物的去除机制。不管电极是否经过叠氮化钠驯化,生物阳极上的优势菌群均为Geobacter(60.0%,0mM;69.3%,1.5 mM),表明叠氮化物并没有改变优势菌群的组成。为了进一步考察生物阳极上的胞外电子转移途径是否受叠氮化物诱导并发生改变。生物阳极用循环伏安法进行分析。结果显示生物阳极无论是否经过叠氮化物驯化均具有相似的伏安图,并具有相同的中点电位(-0.37±0.01 V),表明叠氮化物存在时并不改变生物阳极的胞外电子转移途径。另外,含有叠氮化物的反应器产生的最大电流随时间缓慢增加并接近对照反应器产生的最大电流,表明叠氮化物影响到阳极细菌生长。不同叠氮化物浓度下生物阳极的CV峰高差异也说明了这一点。考察叠氮化物在双室MFC阴、阳的反应,发现叠氮化物的还原产物均有氨,而且叠氮化物在非生物阴极上的还原为8电子反应,证明了叠氮化物可以在阴阳极上同时去除。考察了影响尿液MFC性能的因素。反应器的最大功率随时间延长从143.5±4.9 mW/m2下降到51.1±1.0 mW/m2。反应器性能下降主要跟阳极严重极化有关。考虑到游离氨对生物阳极活性潜在的抑制作用,构建氮气吹脱与尿液MFC的组合系统(CN)用于去除过量的游离氨氮,而开路(OC)和闭合(CC)状态下运行的尿液MFC作为对照反应器。为此考察了组合系统去除氨氮的特性。CN反应器产生的最大功率为310.9±1.0 mW/m2,而CC反应器产生的最大功率为127.1±0.9 mW/m2。CN反应器对尿液的总氮去除率为84.9±2.2%,远高于CC(29.7±6.7%)或OC(30.0±8.2%)反应器对尿液的总氮去除率。作为CN反应器内总氮的一部分,有52.8±3.6%的总氮以氨氮的形式被回收,其中氨氮的回收速率为435.7±29.6 g-N/(m3·d)。在处理后的尿液中,有214 mg/L的NH3-N存在于CN反应器中,1087 mg/L的NH3-N存在于OC反应器中,822 mg/L的NH3-N存在于CC反应器中。另外,在OC或CC反应器内阳极上有盐沉淀存在,而在CN反应器内则没有盐沉淀存在。因此,维持尿液MFC的稳定运行需要对氨氮进行连续去除。基于对电极的群落分析和对尿样的化学分析,考察MFC与氮气吹脱组合系统去除氨氮的机制。在所有的反应器内,处理前后的尿液中均未检测到NO2--N,而NO3--N浓度则减少了一个数量级。微生物群落分析表明在所有电极表面均未检测到硝化细菌、厌氧氨氧化细菌、反硝化菌。因此,氨化、扩散/迁移以及随后的挥发过程组合在一起是尿液MFC系统中去除氨氮的唯一方式。