环境工程

污/废水源	ρ（TN）	ρ（NH $4 +$ -N）	ρ（NO $3 -$ -N）	ρ（NO $2 -$ -N）	ρ（COD）	ρ（BOD）	ρ（TP）	pH值	参考文献
生活污水	城镇污水	25~100	14~77	—	—	140~675	—	1~10	6~9	[34]
农村污水	30~60	25~50	—	—	130~420	—	3~7	6~9	[35]
工业废水	化肥废水	—	796	—	—	240	—	—	9.4	[41]
聚酰胺石化	300	200	—	—	10000	4500	60~80	—	[42]
制药废水	9~60	5~40	—	—	300~700	20~100	1~4	—	[43]
食品加工	—	50	—	—	600	300	15	6~9	[44]
印染废水	200	150	—	—	20000	—	—	6~9	[45]
电镀废水	148	120	—	—	556	—	1056	6.6	[46]
化纤废水	190	90	—	—	700	320	—	—	[47]
味精废水	87	—	—	—	1724	—	—	8.5	[48]
农业废水	养牛废水	—	2576	—	—	46800	—	290	7.6	[36]
畜禽养殖	1200	700	—	—	10000	5500	—	6.9	[37]
淡水养殖	6~13	1~3	—	—	27~46	—	1~3	—	[38]
海水养殖	—	1~5	0~16	0~4	10~145	—	—	—	[49]
地表水	园区污染水	68~130	36~94	—	—	77~125	36~40	0~1	7~8	[50]
河道污染水	2	1	—	—	15	—	1	7~8	[51]
湖泊污染水	—	1~6	—	—	4~8	—	—	7~8	[39]
含能废水	硝基苯废水	58	1721	223	—	3.1	[52]
三硝基甲苯	70~90	290~340	—	—	7~8	[53]
二硝基甲苯(DNT)	400	3100	—	—	7.8	[54]
黑索金废水	10	—	—	—	—	[55]
奥克托今	7000	—	—	—	1.8	[56]
二硝基重氮酚	1050	1250			5	[57]
其他	垃圾渗滤液	3000	2900	10(NO $x -$ -N)	5500	—	12	8	[58]

污/废水源

ρ（TN）

ρ（NH

4 +

-N）

ρ（NO

3 -

-N）

ρ（NO

2 -

-N）

ρ（COD）

ρ（BOD）

ρ（TP）

pH值

参考文献

生活污水

城镇污水

25~100

14~77

—

140~675

—

1~10

6~9

[34]

农村污水

30~60

25~50

—

130~420

—

3~7

6~9

[35]

工业废水

化肥废水

—

796

—

240

—

9.4

[41]

聚酰胺石化

300

200

—

10000

4500

60~80

—

[42]

制药废水

9~60

5~40

—

300~700

20~100

1~4

—

[43]

食品加工

—

600

300

6~9

[44]

印染废水

200

150

—

20000

—

6~9

[45]

电镀废水

148

120

—

556

—

1056

6.6

[46]

化纤废水

190

—

700

320

—

[47]

味精废水

—

1724

—

8.5

[48]

农业废水

养牛废水

—

2576

—

46800

—

290

7.6

[36]

畜禽养殖

1200

700

—

10000

5500

—

6.9

[37]

淡水养殖

6~13

1~3

—

27~46

—

1~3

—

[38]

海水养殖

—

1~5

0~16

0~4

10~145

—

[49]

地表水

园区污染水

68~130

36~94

—

77~125

36~40

0~1

7~8

[50]

河道污染水

—

7~8

[51]

湖泊污染水

—

1~6

—

4~8

—

7~8

[39]

含能废水

硝基苯废水

1721

223

—

3.1

[52]

三硝基甲苯

70~90

290~340

—

7~8

[53]

二硝基甲苯(DNT)

400

3100

—

7.8

[54]

黑索金废水

—

[55]

奥克托今

7000

—

1.8

[56]

二硝基重氮酚

1050

1250

[57]

其他

垃圾渗滤液

3000

2900

10(NO

x -

-N)

5500

—

[58]

污/废水源	ρ（TN）	ρ（NH $4 +$ -N）	ρ（NO $3 -$ -N）	ρ（NO $2 -$ -N）	ρ（COD）	ρ（BOD）	ρ（TP）	pH值	参考文献
生活污水	城镇污水	25~100	14~77	—	—	140~675	—	1~10	6~9	[34]
农村污水	30~60	25~50	—	—	130~420	—	3~7	6~9	[35]
工业废水	化肥废水	—	796	—	—	240	—	—	9.4	[41]
聚酰胺石化	300	200	—	—	10000	4500	60~80	—	[42]
制药废水	9~60	5~40	—	—	300~700	20~100	1~4	—	[43]
食品加工	—	50	—	—	600	300	15	6~9	[44]
印染废水	200	150	—	—	20000	—	—	6~9	[45]
电镀废水	148	120	—	—	556	—	1056	6.6	[46]
化纤废水	190	90	—	—	700	320	—	—	[47]
味精废水	87	—	—	—	1724	—	—	8.5	[48]
农业废水	养牛废水	—	2576	—	—	46800	—	290	7.6	[36]
畜禽养殖	1200	700	—	—	10000	5500	—	6.9	[37]
淡水养殖	6~13	1~3	—	—	27~46	—	1~3	—	[38]
海水养殖	—	1~5	0~16	0~4	10~145	—	—	—	[49]
地表水	园区污染水	68~130	36~94	—	—	77~125	36~40	0~1	7~8	[50]
河道污染水	2	1	—	—	15	—	1	7~8	[51]
湖泊污染水	—	1~6	—	—	4~8	—	—	7~8	[39]
含能废水	硝基苯废水	58	1721	223	—	3.1	[52]
三硝基甲苯	70~90	290~340	—	—	7~8	[53]
二硝基甲苯(DNT)	400	3100	—	—	7.8	[54]
黑索金废水	10	—	—	—	—	[55]
奥克托今	7000	—	—	—	1.8	[56]
二硝基重氮酚	1050	1250			5	[57]
其他	垃圾渗滤液	3000	2900	10(NO $x -$ -N)	5500	—	12	8	[58]

污/废水源

ρ（TN）

ρ（NH

4 +

-N）

ρ（NO

3 -

-N）

ρ（NO

2 -

-N）

ρ（COD）

ρ（BOD）

ρ（TP）

pH值

参考文献

生活污水

城镇污水

25~100

14~77

—

140~675

—

1~10

6~9

[34]

农村污水

30~60

25~50

—

130~420

—

3~7

6~9

[35]

工业废水

化肥废水

—

796

—

240

—

9.4

[41]

聚酰胺石化

300

200

—

10000

4500

60~80

—

[42]

制药废水

9~60

5~40

—

300~700

20~100

1~4

—

[43]

食品加工

—

600

300

6~9

[44]

印染废水

200

150

—

20000

—

6~9

[45]

电镀废水

148

120

—

556

—

1056

6.6

[46]

化纤废水

190

—

700

320

—

[47]

味精废水

—

1724

—

8.5

[48]

农业废水

养牛废水

—

2576

—

46800

—

290

7.6

[36]

畜禽养殖

1200

700

—

10000

5500

—

6.9

[37]

淡水养殖

6~13

1~3

—

27~46

—

1~3

—

[38]

海水养殖

—

1~5

0~16

0~4

10~145

—

[49]

地表水

园区污染水

68~130

36~94

—

77~125

36~40

0~1

7~8

[50]

河道污染水

—

7~8

[51]

湖泊污染水

—

1~6

—

4~8

—

7~8

[39]

含能废水

硝基苯废水

1721

223

—

3.1

[52]

三硝基甲苯

70~90

290~340

—

7~8

[53]

二硝基甲苯(DNT)

400

3100

—

7.8

[54]

黑索金废水

—

[55]

奥克托今

7000

—

1.8

[56]

二硝基重氮酚

1050

1250

[57]

其他

垃圾渗滤液

3000

2900

10(NO

x -

-N)

5500

—

[58]

技术	原理	优势	劣势	文献
物理法	吹脱法	调节废水pH至碱性，利用吹脱气体将游离氨带出溶液	操作简便，效果稳定	仅去除氨氮，需调碱，产生二次污染氨气	[59,60]
吸附法	采用硅胶、沸石、树脂等作为吸附剂吸附去除含氮化合物	对氨氮去除效果好，价格友好	仅适合低浓度，树脂等再生成本高	[61]
电渗析法	电场驱动，利用半透膜截留水中含氮化合物，清除氮污染	高效，去除多种污染物，出水优	投资较高，能耗高，膜污染严重	[62]
化学法	折点加氯法	将Cl₂加入含氮废水，氧化含氮化合物为N₂	有效去除氨氮，兼具消毒，操作简单	氯耗大，产生消毒副产物，不适合高浓度	[63]
化学沉淀法	向含氮废水中加入Mg²⁺和PO $4 3 -$ ，生成磷酸铵镁	适合高氨氮废水，反应快，去除率高	药剂成本高，产生污泥，二次污染风险	[64,65]
湿式氧化法	高温高压下氧化剂与水中氮发生氧化反应，生成N₂和水	高效，完全氧化，无二次污染	能耗大，成本高，催化剂消耗大	[66]
超临界水氧化法	以超临界水为介质，氧化含氮有机物为CO₂、N₂、H₂O	高效，适应性强，同时脱氮除碳	操作条件苛刻，能耗高，副产物，成本高	[67,68]
生物法	活性污泥法	微生物代谢驱动氨氧化、硝化和反硝化，生成N₂	运行成本低，适应性强，操作简便	碳源依赖，工艺长，占地大，污泥量大	[69,70]
膜生物反应器	结合膜分离与微生物降解，降解有机质与含氮污染物	占地面积小，污染负荷高，出水优	膜污染严重，成本高，能耗大，操作复杂	[71,72]
生物滤池	滤床过滤和微生物代谢功能结合降解去除含氮污染物	效果稳定，能耗低，工艺简单	处理效果有限，堵塞，氮磷去除能力不足	[73,74]
厌氧氨氧化	厌氧氨氧化菌利用氨氮和亚硝酸盐生成N₂	不需要碳源，能耗低，污泥量少	启动周期长，运行条件苛刻，有机物抑制	[75,76]
人工湿地	利用湿地中微生物与植物的代谢作用，吸收代谢水中氮	生态友好，脱氮效果好，操作简单	占地面积大，受气候影响，管理要求高	[77]
电化学法	电化学氧化还原法	基于阳极氧化或阴极还原反应驱动含氮污染物转换	高效，选择性好，操作简单	电极损耗大，处理规模小，能源消耗高	[78,79]
微生物电化学技术	电化学反应协同电活性微生物代谢驱动氮转换	能耗低，适应不同负荷，成本低	微生物培养，脱氮速率低，规模化不足	[80,81]
电化学强化人工湿地	电化学反应协同微生物与植物作用共同驱动氮转换	低成本，低能耗，环境效益显著	仅适用低浓度场景，湿地植物管理	[82]
高级氧化	光催化氧化	光激发催化剂产生光电子与空穴，进而氧化还原含氮物质	绿色、可持续，适用多种污染物	光催化剂成本、稳定性存在挑战	[83]
臭氧催化氧化法	利用臭氧和催化剂共同作用氧化水中含氮污染物	氧化性强，降解高效彻底	催化剂成本高，能耗高，臭氧腐蚀性	[84,85]
Fenton/类Fenton 法	产生强氧化性·OH等，通过自由基活性氧等降解污染物	强氧化性，反应速率快，广谱性	需控制pH值，催化剂损失，药剂消耗大	[86,87]

技术

原理

优势

劣势

文献

物理法

吹脱法

调节废水pH至碱性，利用吹脱气体将游离氨带出溶液

操作简便，效果稳定

仅去除氨氮，需调碱，产生二次污染氨气

[59,60]

吸附法

采用硅胶、沸石、树脂等作为吸附剂吸附去除含氮化合物

对氨氮去除效果好，价格友好

仅适合低浓度，树脂等再生成本高

[61]

电渗析法

电场驱动，利用半透膜截留水中含氮化合物，清除氮污染

高效，去除多种污染物，出水优

投资较高，能耗高，膜污染严重

[62]

化学法

折点加氯法

将Cl₂加入含氮废水，氧化含氮化合物为N₂

有效去除氨氮，兼具消毒，操作简单

氯耗大，产生消毒副产物，不适合高浓度

[63]

化学沉淀法

向含氮废水中加入Mg²⁺和PO

4 3 -

，生成磷酸铵镁

适合高氨氮废水，反应快，去除率高

药剂成本高，产生污泥，二次污染风险

[64,65]

湿式氧化法

高温高压下氧化剂与水中氮发生氧化反应，生成N₂和水

高效，完全氧化，无二次污染

能耗大，成本高，催化剂消耗大

[66]

超临界水氧化法

以超临界水为介质，氧化含氮有机物为CO₂、N₂、H₂O

高效，适应性强，同时脱氮除碳

操作条件苛刻，能耗高，副产物，成本高

[67,68]

生物法

活性污泥法

微生物代谢驱动氨氧化、硝化和反硝化，生成N₂

运行成本低，适应性强，操作简便

碳源依赖，工艺长，占地大，污泥量大

[69,70]

膜生物反应器

结合膜分离与微生物降解，降解有机质与含氮污染物

占地面积小，污染负荷高，出水优

膜污染严重，成本高，能耗大，操作复杂

[71,72]

生物滤池

滤床过滤和微生物代谢功能结合降解去除含氮污染物

效果稳定，能耗低，工艺简单

处理效果有限，堵塞，氮磷去除能力不足

[73,74]

厌氧氨氧化

厌氧氨氧化菌利用氨氮和亚硝酸盐生成N₂

不需要碳源，能耗低，污泥量少

启动周期长，运行条件苛刻，有机物抑制

[75,76]

人工湿地

利用湿地中微生物与植物的代谢作用，吸收代谢水中氮

生态友好，脱氮效果好，操作简单

占地面积大，受气候影响，管理要求高

[77]

电化学法

电化学氧化还原法

基于阳极氧化或阴极还原反应驱动含氮污染物转换

高效，选择性好，操作简单

电极损耗大，处理规模小，能源消耗高

[78,79]

微生物电化学技术

电化学反应协同电活性微生物代谢驱动氮转换

能耗低，适应不同负荷，成本低

微生物培养，脱氮速率低，规模化不足

[80,81]

电化学强化人工湿地

电化学反应协同微生物与植物作用共同驱动氮转换

低成本，低能耗，环境效益显著

仅适用低浓度场景，湿地植物管理

[82]

高级氧化

光催化氧化

光激发催化剂产生光电子与空穴，进而氧化还原含氮物质

绿色、可持续，适用多种污染物

光催化剂成本、稳定性存在挑战

[83]

臭氧催化氧化法

利用臭氧和催化剂共同作用氧化水中含氮污染物

氧化性强，降解高效彻底

催化剂成本高，能耗高，臭氧腐蚀性

[84,85]

Fenton/类Fenton 法

产生强氧化性·OH等，通过自由基活性氧等降解污染物

强氧化性，反应速率快，广谱性

需控制pH值，催化剂损失，药剂消耗大

[86,87]

技术	原理	优势	劣势	文献
物理法	吹脱法	调节废水pH至碱性，利用吹脱气体将游离氨带出溶液	操作简便，效果稳定	仅去除氨氮，需调碱，产生二次污染氨气	[59,60]
吸附法	采用硅胶、沸石、树脂等作为吸附剂吸附去除含氮化合物	对氨氮去除效果好，价格友好	仅适合低浓度，树脂等再生成本高	[61]
电渗析法	电场驱动，利用半透膜截留水中含氮化合物，清除氮污染	高效，去除多种污染物，出水优	投资较高，能耗高，膜污染严重	[62]
化学法	折点加氯法	将Cl₂加入含氮废水，氧化含氮化合物为N₂	有效去除氨氮，兼具消毒，操作简单	氯耗大，产生消毒副产物，不适合高浓度	[63]
化学沉淀法	向含氮废水中加入Mg²⁺和PO $4 3 -$ ，生成磷酸铵镁	适合高氨氮废水，反应快，去除率高	药剂成本高，产生污泥，二次污染风险	[64,65]
湿式氧化法	高温高压下氧化剂与水中氮发生氧化反应，生成N₂和水	高效，完全氧化，无二次污染	能耗大，成本高，催化剂消耗大	[66]
超临界水氧化法	以超临界水为介质，氧化含氮有机物为CO₂、N₂、H₂O	高效，适应性强，同时脱氮除碳	操作条件苛刻，能耗高，副产物，成本高	[67,68]
生物法	活性污泥法	微生物代谢驱动氨氧化、硝化和反硝化，生成N₂	运行成本低，适应性强，操作简便	碳源依赖，工艺长，占地大，污泥量大	[69,70]
膜生物反应器	结合膜分离与微生物降解，降解有机质与含氮污染物	占地面积小，污染负荷高，出水优	膜污染严重，成本高，能耗大，操作复杂	[71,72]
生物滤池	滤床过滤和微生物代谢功能结合降解去除含氮污染物	效果稳定，能耗低，工艺简单	处理效果有限，堵塞，氮磷去除能力不足	[73,74]
厌氧氨氧化	厌氧氨氧化菌利用氨氮和亚硝酸盐生成N₂	不需要碳源，能耗低，污泥量少	启动周期长，运行条件苛刻，有机物抑制	[75,76]
人工湿地	利用湿地中微生物与植物的代谢作用，吸收代谢水中氮	生态友好，脱氮效果好，操作简单	占地面积大，受气候影响，管理要求高	[77]
电化学法	电化学氧化还原法	基于阳极氧化或阴极还原反应驱动含氮污染物转换	高效，选择性好，操作简单	电极损耗大，处理规模小，能源消耗高	[78,79]
微生物电化学技术	电化学反应协同电活性微生物代谢驱动氮转换	能耗低，适应不同负荷，成本低	微生物培养，脱氮速率低，规模化不足	[80,81]
电化学强化人工湿地	电化学反应协同微生物与植物作用共同驱动氮转换	低成本，低能耗，环境效益显著	仅适用低浓度场景，湿地植物管理	[82]
高级氧化	光催化氧化	光激发催化剂产生光电子与空穴，进而氧化还原含氮物质	绿色、可持续，适用多种污染物	光催化剂成本、稳定性存在挑战	[83]
臭氧催化氧化法	利用臭氧和催化剂共同作用氧化水中含氮污染物	氧化性强，降解高效彻底	催化剂成本高，能耗高，臭氧腐蚀性	[84,85]
Fenton/类Fenton 法	产生强氧化性·OH等，通过自由基活性氧等降解污染物	强氧化性，反应速率快，广谱性	需控制pH值，催化剂损失，药剂消耗大	[86,87]

技术

原理

优势

劣势

文献

物理法

吹脱法

调节废水pH至碱性，利用吹脱气体将游离氨带出溶液

操作简便，效果稳定

仅去除氨氮，需调碱，产生二次污染氨气

[59,60]

吸附法

采用硅胶、沸石、树脂等作为吸附剂吸附去除含氮化合物

对氨氮去除效果好，价格友好

仅适合低浓度，树脂等再生成本高

[61]

电渗析法

电场驱动，利用半透膜截留水中含氮化合物，清除氮污染

高效，去除多种污染物，出水优

投资较高，能耗高，膜污染严重

[62]

化学法

折点加氯法

将Cl₂加入含氮废水，氧化含氮化合物为N₂

有效去除氨氮，兼具消毒，操作简单

氯耗大，产生消毒副产物，不适合高浓度

[63]

化学沉淀法

向含氮废水中加入Mg²⁺和PO

4 3 -

，生成磷酸铵镁

适合高氨氮废水，反应快，去除率高

药剂成本高，产生污泥，二次污染风险

[64,65]

湿式氧化法

高温高压下氧化剂与水中氮发生氧化反应，生成N₂和水

高效，完全氧化，无二次污染

能耗大，成本高，催化剂消耗大

[66]

超临界水氧化法

以超临界水为介质，氧化含氮有机物为CO₂、N₂、H₂O

高效，适应性强，同时脱氮除碳

操作条件苛刻，能耗高，副产物，成本高

[67,68]

生物法

活性污泥法

微生物代谢驱动氨氧化、硝化和反硝化，生成N₂

运行成本低，适应性强，操作简便

碳源依赖，工艺长，占地大，污泥量大

[69,70]

膜生物反应器

结合膜分离与微生物降解，降解有机质与含氮污染物

占地面积小，污染负荷高，出水优

膜污染严重，成本高，能耗大，操作复杂

[71,72]

生物滤池

滤床过滤和微生物代谢功能结合降解去除含氮污染物

效果稳定，能耗低，工艺简单

处理效果有限，堵塞，氮磷去除能力不足

[73,74]

厌氧氨氧化

厌氧氨氧化菌利用氨氮和亚硝酸盐生成N₂

不需要碳源，能耗低，污泥量少

启动周期长，运行条件苛刻，有机物抑制

[75,76]

人工湿地

利用湿地中微生物与植物的代谢作用，吸收代谢水中氮

生态友好，脱氮效果好，操作简单

占地面积大，受气候影响，管理要求高

[77]

电化学法

电化学氧化还原法

基于阳极氧化或阴极还原反应驱动含氮污染物转换

高效，选择性好，操作简单

电极损耗大，处理规模小，能源消耗高

[78,79]

微生物电化学技术

电化学反应协同电活性微生物代谢驱动氮转换

能耗低，适应不同负荷，成本低

微生物培养，脱氮速率低，规模化不足

[80,81]

电化学强化人工湿地

电化学反应协同微生物与植物作用共同驱动氮转换

低成本，低能耗，环境效益显著

仅适用低浓度场景，湿地植物管理

[82]

高级氧化

光催化氧化

光激发催化剂产生光电子与空穴，进而氧化还原含氮物质

绿色、可持续，适用多种污染物

光催化剂成本、稳定性存在挑战

[83]

臭氧催化氧化法

利用臭氧和催化剂共同作用氧化水中含氮污染物

氧化性强，降解高效彻底

催化剂成本高，能耗高，臭氧腐蚀性

[84,85]

Fenton/类Fenton 法

产生强氧化性·OH等，通过自由基活性氧等降解污染物

强氧化性，反应速率快，广谱性

需控制pH值，催化剂损失，药剂消耗大

[86,87]

ρ(COD)/(mg/L)	ρ(NO $3 -$ -N)/(mg/L)	pH值	电导率/(mS/cm)
122~182	~190	8.3 ± 0.1	5.3~5.4

ρ(COD)/(mg/L)

ρ(NO

3 -

-N)/(mg/L)

pH值

电导率/(mS/cm)

122~182

~190

8.3 ± 0.1

5.3~5.4

ρ(COD)/(mg/L)	ρ(NO $3 -$ -N)/(mg/L)	pH值	电导率/(mS/cm)
122~182	~190	8.3 ± 0.1	5.3~5.4

ρ(COD)/(mg/L)

ρ(NO

3 -

-N)/(mg/L)

pH值

电导率/(mS/cm)

122~182

~190

8.3 ± 0.1

5.3~5.4

含氮污/废水处理技术研究进展与展望

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杨武霖 ¹^,²^,³ , 王小军 ⁴ , 马亚梅 ¹ , 史玉乾 ⁴ , 纪成成 ¹ , 叶正芳 ¹ , 李超 ¹^,²^,³

环境工程 | 水环境与水生态 2026,44(3): 11-29

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环境工程 |水环境与水生态 2026 , 44 (3) : 11 -29

含氮污/废水处理技术研究进展与展望

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杨武霖¹^,²^,³, 王小军⁴, 马亚梅¹, 史玉乾⁴, 纪成成¹, 叶正芳¹, 李超¹^,²^,³

作者信息

¹北京大学环境科学与工程学院，北京 100871

²河流生态系统全物质通量国家环境保护重点实验室，北京 100871

³水沙科学教育部重点实验室，北京 100871

⁴甘肃银光化学工业集团有限公司，甘肃白银 730900

通讯作者:

叶正芳（1965—），男，二级教授，主要研究方向为固定化微生物污水处理技术。yezhengfang101411@pku.edu.cn

李超（1993—），男，助理研究员，主要研究方向为生物电化学水处理与资源化。chaolihope@163.com

Research progress and prospects in nitrogenous wastewater treatment technologies

Wulin YANG¹^,²^,³, Xiaojun WANG⁴, Yamei MA¹, Yuqian SHI⁴, Chengcheng JI¹, Zhengfang YE¹, Chao LI¹^,²^,³

Affiliations

¹College of Environmental Sciences and Engineering，Peking University，Beijing 100871，China

²State Environmental Protection Key Laboratory of All Material Fluxes in River Ecosystems，Beijing 100871，China

³The Key Laboratory of Water and Sediment Sciences，Ministry of Education，Beijing 100871，China

⁴Gansu Yinguang Chemical Industry Group Co. Ltd.，Baiyin 730900，China

出版时间: 2026-03-22 doi: 10.13205/j.hjgc.202603002

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摘要

收起

随着城镇化与工业化进程不断深入，含氮污染物的排放量持续增加，若不经有效处理直接排入自然环境，将加剧水环境氮素污染。当前，污/废水处理正处于由传统“以能耗能”的污染物削减向“减污降碳、协同增效”转型的关键阶段，绿色、可持续的脱氮技术已成为水污染控制的研究热点与前沿。基于此，全面分析了我国污/废水氮污染的现状，系统梳理了各行业含氮污/废水的水质特征，指出其普遍存在的浓度跨度大、种类多样、难降解等治理痛点。综述了物理化学法、生物法、电化学/生物电化学法及高级氧化法等先进脱氮技术的原理与适用场景，分析了各类技术的处理效能、优势及局限性，特别聚焦于高级氧化技术在难降解含氮污染物治理中的应用。指出未来应进一步发展低能耗、低药耗的生物脱氮工艺，加强电化学、高级氧化等技术与传统生物法的耦合，提升污/废水处理效能、降低处理成本，全面支撑国家水处理“双碳”战略与社会可持续发展目标。

关键词

污/废水脱氮 / 含氮污染物 / 物/化法 / 生物/电化学技术 / 高级氧化工艺

Abstract

收起

Nitrogenous pollutant discharges are rising with urbanization and industrialization， and their untreated release worsens aquatic nitrogen pollution. Currently， nitrogen removal from municipal and industrial wastewater is transitioning from an energy-intensive model to strategies emphasizing pollution reduction， carbon mitigation， and synergistic efficiency. Green and sustainable nitrogen removal technologies represent a key research frontier in water pollution control. This review systematically examined nitrogen pollution in China's wastewater， characterized nitrogen-laden industrial effluents， and highlighted challenges such as wide concentration ranges， complex compositions， and treatment recalcitrance. Based on this analysis， this paper comprehensively reviewed the principles and applications of advanced nitrogen removal technologies， including physicochemical， biological， electrochemical/bioelectrochemical， and advanced oxidation processes. Their treatment efficiency， advantages， and limitations were analyzed， with special emphasis on the application of advanced oxidation processes for refractory nitrogenous pollutants. Future efforts should prioritize adopting low-energy， low-chemical-consumption biological nitrogen removal processes， integrate electrochemical and advanced oxidation processes with conventional methods， enhance overall treatment efficiency， and reduce costs. These advancements are pivotal for achieving China's Dual Carbon Goals and advancing sustainable development.

Key words

nitrogen removal from wastewater / nitrogenous pollutants / physicochemical methods / biological/electrochemical technologies / advanced oxidation processes

引用本文

杨武霖, 王小军, 马亚梅, 史玉乾, 纪成成, 叶正芳, 李超. 含氮污/废水处理技术研究进展与展望. 环境工程, 2026 , 44 (3) : 11 -29 . DOI: 10.13205/j.hjgc.202603002

Wulin YANG, Xiaojun WANG, Yamei MA, Yuqian SHI, Chengcheng JI, Zhengfang YE, Chao LI. Research progress and prospects in nitrogenous wastewater treatment technologies[J]. Environmental Engineering, 2026 , 44 (3) : 11 -29 . DOI: 10.13205/j.hjgc.202603002

正文

收起

0　引言

收起

作为生命的基本结构元素，氮在生态系统的物质循环中扮演着重要角色^［1⁃4］。然而，当水体中氮素浓度超过生态系统的自净能力时，便会从必需营养物转变为环境污染物，引发系列环境与健康问题^［5⁃10］。最典型的环境效应是水体富营养化，即在过量氮营养下藻类等爆发性增殖，使水体溶解氧下降、透明度降低，进而导致生态系统结构逆转，最终造成其生物多样性丧失与生态功能崩溃^{［11，12］}。此外，氮的微生物代谢循环，还会产生具有极强温室效应的N₂O等^{［13，14］}。根据报道，N₂O的温室效应是CO₂的265倍^{［15，16］}，污/废水处理氮代谢所产生的N₂O排放占整个社会人为源排放量的3%~10%^{［17⁃19］}。除生活源排放外，广泛存在的工业源含氮废水，如印染纺织^{［20，21］}、焦化制药^{［22⁃24］}、化工军工^{［25，26］}、农药消毒^{［27，28］}、抗生素生产等^{［29⁃32］}行业，均会产生种类繁多的含氮难降解污染物，这些物质常具有“三致”效应，排放后会在水体中长期赋存积累，直接或间接威胁人类健康。因此，针对污/废水中含氮污染物进行有效去除，特别是含氮难降解污染物的有效治理，已成为水环境治理与生态修复的关键任务。本文即针对当前我国含氮污/废水处理现状，系统梳理了各行业含氮污/废水的水质特征，重点分析了不同脱氮技术的作用机理、处理效能、适用优势及技术局限性，特别聚焦于先进高级氧化技术在难降解含氮污染物治理中的应用，旨在为我国污/废水高效脱氮提供科学依据与技术参考，支撑国家水处理“减污降碳、协同增效”战略与社会可持续发展目标的实现。

1　含氮污/废水的水质特征

收起

《2023年中国生态环境统计年报》数据显示，我国氮污染物（以氨氮计）排放量巨大，为119.3万t^［33］。含氮污染物来源广泛，包括生活源污水的氮排放，约88.9万t，以城镇、农村等居民生活污/废水为主；农业源的氮排放，约29.2万t，涉及作物种植、畜禽养殖以及水产养殖等行业；工业源的氮排放，约1.2万t，包括采矿、制造及水/暖/气/电的生产与供应等行业^［33］。在生活源的污/废水中，氮浓度通常较低，且多以氨氮（NH

4 +

-N）形式存在，城镇污/废水中氮浓度往往整体略高于农村地区^{［34，35］}。在工业源的污/废水中，含氮污染物浓度整体较生活污水更高，有机质含量差异巨大（表1）。值得注意的是，工业源/污废水中通常含有大量的含氮难降解组分，如焦化、制药废水中常含有吡啶、喹啉、吲哚等含氮的杂环化合物^{［22⁃24］}，印染、纺织废水中含有大量偶氮染料、硝基染料^{［20，21］}，抗生素废水中常含有磺胺类、喹诺酮类、四环素类等物质^{［29⁃32］}，农药废水、消毒过程会产生莠去津、有机氯胺^{［27，28］}等，这些含氮物质通常难以通过常规手段去除，这也是这类废水治理的痛点。农业的畜禽养殖废水以及垃圾渗滤液中，氮含量往往高达数千mg/L^{［36，37］}，同时含有浓度差异巨大的有机质。相反，在水产养殖废水中，含氮污染物浓度较低，基本与受污染的地表水持平，然而低剂量的含氮污染物会对水产品生长繁殖产生重大影响，因此也是治理的重点^{［38，39］}。特殊排放源中，如化工制药与军工行业的污/废水中，常包含大量含氮化合物，特别是难降解含氮有机物，如硝基苯（nitrobenzene， NB）、三硝基甲苯（trinitrotoluene， TNT）、奥克托今（cyclotetramethylenetetranitramine， HMX）、黑索金（cyclonite， RDX）、二硝基重氮酚（dinitrodiazophenol， DDNP）等^{［25，26］}，这类物质通常含有苯环等结构，难被微生物代谢且具有明显的毒性，因此也是含氮污/废水处理的瓶颈之一^［40］。总之，含氮污染物广泛存在于各行各业，且具有浓度跨度大、种类繁多、难降解的特点，针对不同组分、浓度需要采用完全不同的处理技术。

2　含氮污/废水处理技术

收起

污/废水中含氮污染物处理技术按照原理可细分为物理化学法、生物法、电化学法和高级氧化法等几大类，各种方法都有其独特的原理、优点和局现性，分别适用于不同类型和浓度的废水（表2）。物化法即通过吹脱、膜分离截留、化学反应等方式转化或去除含氮污染物，这类处理技术通常操作简单、适应性强，但也存在物耗大、成本高等弊端，且可能造成二次污染。生物法是基于功能微生物代谢驱动氮素转换的技术，常见于低浓度生活源污水或含特定组分的工业废水处理，核心反应包括氨氧化、硝化、反硝化、厌氧氨氧化等，经过百余年的发展，目前也是污/废水处理的主流技术之一。与其他方法相比，生物法中微生物的培养周期长、代谢速率慢、生物膜污染等仍是需要克服的工艺瓶颈。电化学和高级氧化等方法利用电流或自由基等强氧化剂对含氮污染物进行分解去除，常用于含氮难降解污染物治理，如含苯酚、硝基苯的废水等，该方法具有氧化能力强，降解效果好，可同时去除多种污染物等优势，但也存在电极损耗大、能耗高等弊端。因此，在实际应用时需综合考虑污/废水浓度、含氮污染物种类、处理目标、成本和能耗等因素，使用单一技术，或结合多种工艺方法以达到最佳的处理效果。

2.1　物化法脱氮技术

物化法即基于物理/化学作用改变污/废水中含氮物质的形态，并使其选择性从水体中去除^［88］。这类技术通常具有处理效率高、操作简单、适用范围广等特点，广泛应用于生活源和工业源污/废水脱氮，尤其是在去除高毒性、高稳定性的难降解含氮化合物方面展现出独特优势^［89］。应用最广泛的物理法为吹脱法和吸附法。吹脱法主要通过调整废水pH值至碱性，使NH

4 +

向NH₃转化，再通过载气将游离氨从废水中带出，从而达到去除氨氮的目的，在高浓度氨氮废水处理中应用较多^{［64，65］}。该方法操作简易且效果稳定，但存在NH₃二次污染，且吹脱效率受pH值、温度、气液比、气体流速、初始浓度等因素的制约。吸附法通过高效吸附剂（如活性炭、硅胶、沸石、树脂等材料）表面电荷特性与功能基团协同，在固-液界面传质过程中实现含氮污染物的吸附去除^{［90，91］}。Zhang等^［92］利用3-（甲基丙烯酰氧）丙基三甲氧基硅烷修饰聚苯乙烯纳米球吸附TNT，获得2.81 mg/g的吸附容量。然而，物理法仅实现了含氮污染物的相转移，其化学性质并未改变，因此仍需后续治理。此外，该方法通常具有药耗、能耗以及吸附剂再生成本高的特点，限制了其大规模应用。

化学法主要包括折点加氯法、化学沉淀法、湿式氧化法和超临界水氧化法等。折点加氯法是将Cl₂加入到含氮废水中进行反应，待水中氨浓度为0时，再通入Cl₂，氯量就会增多，此时即为折点，加入的氯量必须要在折点之后，以保证废水中氨氮处理完全^［63］。该方法处理效率可达到90%～100%，处理效果稳定，且不受水温影响，常用于寒冷地区含氮污/废水处理^［93］。然而，该方法只适用于处理低浓度氨氮废水，且运行费用高，其副产物氯胺等还可能造成二次污染。化学沉淀法，又称MAP沉淀法，主要是通过向含氨氮的污/废水中投加镁化物和磷酸/磷酸氢盐，生成磷酸铵镁沉淀^［94］。磷酸铵镁俗称鸟粪石，可用作堆肥、土壤添加剂等，该方法适应范围广，可用于各种高氨氮废水处理，效果较为明显^{［64，65，95］}。然而，磷酸盐和镁盐等试剂费用较高，且会增加水体盐度，影响后续生化处理。湿式氧化法是指在高温、高压和催化剂作用下，将含氮污染物氧化分解并转化为CO₂、N₂、H₂O等^［66］。超临界水氧化则以超临界水为介质，将含氮有机物氧化后快速转化为CO₂、N₂、H₂O和其他无害小分子^［96］。湿式氧化与超临界水氧化技术广泛应用于处理各类含氮难降解化合物，如苯胺、硝基苯、吲哚、喹啉、甲胺等^{［67，68，97⁃99］}。例如，Qi等^［97］在450 ℃、28 MPa、停留时间为46 s条件下，使用超临界水氧化法降解苯胺，最终使目标物的TOC去除率达到100%。值得一提的是，通过物化法联用亦可显著提升污/废水的脱氮效能。例如，黄军等^［100］将吹脱法与折点氯化法相结合处理含高浓度氨氮废水，初始氨氮浓度为1200 mg/L的废水经处理后，出水能够达到GB 8978—1996《污水综合排放标准》中一级排放标准（<15 mg/L）。组合工艺规避了氨气逃逸，减少了二次污染风险。需要注意的是，物化法普遍存在药剂消耗大、维持反应能耗高、运行成本高等问题，特别是在处理高浓度含氮废水时，建议采用梯度处理策略以优化经济效益^［101］。

2.2　生物脱氮技术

采用适当的技术措施，人工模拟和强化自然界氮素的生物地化循环，是污/废水生物脱氮的理论基础。污/废水的生物处理技术主要针对NH

4 +

-N、NO

3 -

-N和NO

2 -

-N等含氮污染物。历经百余年发展，可大致分为4个阶段（图1）：1）自然处理阶段；2）以去除有机物为主，活性污泥法创立及发展初期阶段；3）活性污泥法衍生的各式污水脱氮除磷技术阶段；4）近20年来，以绿色低碳、高效集约为基本特征的革新性水处理技术^［102］阶段。经典生物脱氮主要包括有机氮氨化、硝化和反硝化反应（图2a）。其中，氨化反应是指在氨化微生物（细菌、真菌等）作用下分解有机氮（蛋白质、含氮衍生物）产生NH₃，如氨基酸通过加氧［式（1）］或水解［式（2）］脱氨基后生成NH₃等。硝化反应包括两步，即分别在化能自养氨氧化细菌（ammonia oxidizing bacteria，AOB）和亚硝酸盐氧化细菌（nitrite oxidizing bacteria，NOB）作用下，将NH

4 +

-N转化为NO

2 -

-N，并进一步将NO

2 -

-N转化为NO

3 -

-N，总反应式见式（3）。反硝化反应中，化能异养反硝化细菌在缺氧条件下以有机碳源为电子供体，将NO

3 -

-N还原为N₂［式（4）］，最终实现污/废水中含氮污染物的生物去除^［103］。自活性污泥法创立以来，以硝化、反硝化原理为基础，考虑到充分发挥不同功能细菌的代谢优势，发展了广泛的衍生脱氮工艺，包括经典的厌氧/缺氧/好氧（anaerobic/anoxic/oxic，AAO）工艺、缺氧/好氧（anoxic/oxic，AO）工艺、序批式反应器（sequencing batch reactor，SBR）、膜生物反应器（membrane bio-reactor，MBR）等，这些工艺也是目前污/废水生物脱氮的主流技术^{［104⁃107］}。基于硝化与反硝化原理的生物脱氮技术通常具有成本低、适应性强、操作简便的特点，但也存在显著的有机碳源依赖性，且具有工艺流程长、占地面积大、污泥量大等弊端，这将显著提升污/废水处理碳排放。

RCHNH₂COOH+O₂→ RCOOH+CO₂+NH₃（1）

RCHNH₂COOH+H₂O_{→ RCHOHCOOH+NH₃（2）}

4 +

+2O₂→ NO

3 -

+2H⁺+H₂O（3）

2NO

3 -

+10e^–+12H⁺ → N₂+6H₂O（4）

基于硝化与反硝化原理的生物脱氮要求污/废水中有机碳源充足，然而我国70%以上的城镇污水呈低碳氮比特点，这意味着脱氮反应需要投加大量外源有机碳，在“碳达峰，碳减排”背景下，上述技术不具备经济性与低碳特性^［108］。在20世纪90年代，一种新的氮代谢途径被发现^{［109-111］}，即厌氧氨氧化（anaerobic ammonium oxidation，Anammox）途径（图2a）。在Anammox途径中，厌氧氨氧化菌能够在缺氧条件下以NO

2 -

-N为电子受体将NH

4 +

-N氧化为N₂，从而完成生物脱氮（图2b）^{［112⁃114］}。厌氧氨氧化菌作为一种化能自养菌，在进行生长与氮代谢时不需要曝气与有机碳源，这极大程度降低了脱氮的能耗与药耗。Anammox的发现不仅拓展了人们对自然界氮循环的认识，还极大推动了污/废水生物脱氮技术的发展，目前已成为污/废水生物脱氮的研究热点^{［115，116］}。经过20余年的发展，该技术已经成功应用于处理低碳氮比污水（如城镇污水）、高氨氮废水（如污泥消化液、垃圾渗滤液）等领域^{［117⁃119］}。目前，厌氧氨氧化工艺存在的主要瓶颈包括厌氧氨氧化菌富集周期长、启动缓慢、NO

2 -

-N积累效果差、运行条件苛刻及有机物抑制等。

针对上述瓶颈，研究人员发展了一系列技术手段以调控Anammox高效进行。常见的如控制水中溶解氧浓度以调控厌氧氨氧化菌的生长代谢，控制运行参数等，抑制NOB对NO

2 -

-N的氧化以实现NO

2 -

-N积累等^{［120，121］}。然而，城镇污/废水中的大部分氮通常以NH

4 +

-N形式存在，赋存浓度较低，难以维持短程硝化反应稳定^［122］。此外，污/废水中的有机成分会抑制厌氧氨氧化菌活性，这意味着基于短程硝化-厌氧氨氧化脱氮效率的大幅衰减^［123］。短程反硝化概念的发展为用于城镇污/废水处理的Anammox工艺中的NO

2 -

-N浓度维持提供了途径^［124］。相关研究表明，在短程反硝化中NO

3 -

-N会优先作为电子受体，同时NO

3 -

-N还原酶活性远高于NO

2 -

-N还原酶，这将导致NO

2 -

-N积累^［125］。与传统反硝化反应相比，短程反硝化将为厌氧氨氧化反应提供稳定NO

2 -

-N，节约80%有机碳源、降低50%能耗（图2c），同时削减污泥产率和碳排放量，是一种绿色可持续的污/废水生物脱氮技术^{［126⁃128］}。然而，该技术也存在功能菌群协同易失衡、需严格控制运行参数、全程反硝化竞争导致NO

2 -

-N积累不稳定等问题，这些技术瓶颈仍需得到进一步改善。

除上述技术外，一些创新生物脱氮技术，如固定化微生物反应器^{［129⁃131］}、好氧反硝化生物滴滤塔^［132］、微藻-颗粒污泥组合系统^［133］等，也实现了良好的污/废水脱氮效率。近期发展起来的完全氨氧化（complete ammonia oxidation，Comammox）颠覆了传统两段式氨氧化脱氮理论（图2a）。该理论指出，在一株菌内即可实现氨完全氧化为硝酸盐^［134］，这为短程反硝化、厌氧氨氧化及相关耦合工艺的发展提供了新思路。此外，一些创新发现，如基于厌氧甲烷氧化的硝酸盐或亚硝酸盐还原（n-DAMO）也拓展了微生物参与的氮素循环途径，而在此过程中硝酸盐依赖的厌氧甲烷古菌Candidatus Methanoperedens nitroreducens可利用其甲基辅酶M（methyl-CoM）还原酶活化甲烷，生成亚硝酸盐；亚硝酸盐依赖的Candidatus Methylomirabilis oxyfera基于歧化作用最终使NO转化为N₂和O₂^［135］。总之，这些新的微生物氮代谢途径的发现为进一步开发污/废水高效脱氮技术奠定了基础。

2.3　电化学/生物电化学脱氮技术

电化学脱氮主要是通过电化学反应（如还原或氧化反应）来驱动水体中氮素转换，通常依赖于电极反应、气-液界面反应及电解质的电化学性质，包括电化学途径（图3a）、生物电化学途径（图3b）等。在电化学反应中，最常见的是硝酸盐还原反应，该过程主要涉及两种电子转移机制（图3e）^［136］：其一是通过5电子转移途径将硝酸盐转换为N₂［式（5）］，其二是通过8电子反应路径将硝酸盐转换为NH₃［式（6）］^［137］。不同含氮物质（氧化还原对，redox couple）对应不同的反应电势（图3c），因此电极电势通常也是调控电化学反应的可靠手段。例如，Yao等^［138］采用电化学方法处理含硝酸盐废水，在-1.26 V电极电势下将其还原为N₂，并获得了约82%的脱氮效率。Liu等^［139］、Hoang等^［140］基于电化学方法将硝酸盐还原为氨，通过在二维自支撑电极上施加-1.0 V的电势，获得了7300 μg/（h·cm²）的氨产率，其电子效率高达97%。Qin等^［141］制备了金属Ru/Co/Ni掺杂铜电极用于室温下废水脱氮电催化合成NH

4 +

-N，结果表明该系统实现了99.9%的硝酸盐去除（2000 mg/L NO

3 -

-N）和91.2%的NH

4 +

-N选择性。电催化还原硝酸盐的整个过程涉及多步反应及多个中间产物^［142］，包括NO

2 -

、NO₂、NO、N₂O、NH₂OH等（图3e），通过创新电极与材料、调控电极施加电势、改变电解液等，电化学方法可作为有效的废水脱氮或氮元素资源化手段^［143］。相比于物化法与生物方法，电化学方法具有高效、操作简单等优势，但也存在物质转换机制复杂、电极损耗大、能耗高、处理规模受限等弊端（表2）。未来研究工作可进一步聚焦开发选择性高、过电位低、可规模化制备的电极等方面。

3 -

+6H⁺+5e^– → 0.5N₂+3H₂O， E⁰=1.17 Vvs.SHE（5）

3 -

+9H⁺+8e^–→ NH₃+3H₂O， E⁰=-0.12 Vvs.SHE（6）

生物电化学系统（bio-electrochemical system，BES）为电化学节能降耗提供了有效手段。在典型BES中，通过微生物作用协同电极反应实现氮的转换，这意味着BES至少包含一个被生物膜覆盖的电极。BES主要包括微生物燃料电池（microbial fuel cell，MFC）、微生物电解池（microbial electrolysis cell，MEC）^［145］，此外还包括一些衍生的BES技术可用于污/废水脱氮^{［147，148］}，如微生物反向电渗析系统（microbial reverse-electrodialysis system，MRES）、微生物光电化学电池（microbial photoelectrochemical system，MPES）等。

在BES中，MFC是一种具有能量回收潜力的技术，通常由生物阳极、隔膜、生物或非生物阴极组成^{［149，150］}。在MFC中，具有胞外电子传递功能的产电微生物代谢有机物产生电子并将其传递至胞外，阳极固体电极作为电子受体，接受电子后通过外电路传递至阴极，并参与阴极的还原反应^［151］。当阴极电极上富集生物膜并存在硝酸盐还原菌时，通过直接或间接电子传递（图3b），硝酸盐可作为电子受体参与功能生物膜代谢并实现废水脱氮（图3d）。2007年，Clauwaert等^［152］首次提出使用MFC脱氮的概念，并获得了约0.08 kg/（m³·d）的氮去除负荷。在另一项研究中，作者采用双室生物阴极MFC反应器处理含能（含硝酸盐）废水，MFC在实现脱氮的同时获得了可观的生物电能输出。该含能废水中硝酸盐的初始浓度约为190 mg/L（见表3），在整个运行周期内，出水中硝酸盐氮浓度逐步降低（图4a），在适当补充电子（有机碳源）条件下，反应器最终实现73%的硝氮去除率，并获得0.14 kg/（m³·d）的去除负荷。同时，该反应器可输出约650 mV的电压及880 mW/m²的功率密度（图4b）。除有机碳外，硫化物也可作为电子供体^［153］，在MFC内与阴极室的硝酸盐还原耦合^［154］，实现硫自养反硝化脱氮［式（7）、（8）］^［155］。例如，Cai等^［156］构建了同时处理硫化物和硝氮的MFC，分别获得99%和97%的硫、氮去除率。此外，研究人员基于MFC的原电池原理还发展了用于受污染河湖地表水脱氮的沉积物MFC（sediment MFC）^［157］、微生物电化学强化生态浮床（microbial electrochemical enhanced ecological floating bed）^［158］、微生物电化学通气管（microbial electrochemical snorkel）^［159］等，均获得了良好的水处理脱氮效果。相比于电化学反应，依赖电活性微生物代谢的生物电化学反应条件更为温和，因此主要适用于简单含氮污染组分的转化，对复杂含氮污染组分的降解能力较为有限。

5S^2-+ 2NO

3 -

+ 12H⁺ → 5S⁰ + N₂ + 6H₂O（7）

1.25S^2-+ 2NO

3 -

+ 2H⁺ → 1.25SO

4 2 -

+ N₂ + H₂O（8）

MEC与MFC构型类似，也是由阳极、隔膜和阴极组成，不同的是MEC不生产电能，其通过连接在外部电路的电源向电极施加偏压进而驱动电极反应发生^［160］。在MEC中，可通过阴极电极的直接电子传递或利用电子中介体（如H₂、甲酸等）传递电子并参与反硝化菌的氮代谢反应，最终将污/废水中的硝酸盐氮转化为N₂（图3b）。例如，Liang等^［161］基于MEC构建了气体扩散膜耦合的膜氢自养反硝化反应器［式（9）—（10）］，在-0.8 V的施加电压下获得了>90%的氮去除率。基于MEC的生物电化学技术可以利用电解水产生电子中介体H₂，因而不需要补充外源有机碳，这为污/废水脱氮提供了一种绿色可持续的电子补偿途径，特别是为贫电子（缺乏碳源）水体（如受硝酸盐污染的地下水）脱氮提供了绿色电子来源，该过程硝酸盐去除选择性高，并且不会产生有害副产物，环境效益显著。此外，可持续能源如盐差能^［147］、光能^{［162，163］}等，亦可驱动MEC装置阴极还原反应的发生。总之，微生物电化学技术是一种绿色低碳的可持续污/废水脱氮途径。目前，该技术主要面临微生物培养周期长、氮代谢速率较低等挑战，在一定程度上限制了其规模化应用。

2H⁺ + 2e^- → H₂（9）

2NO

3 -

+ 5H₂ → N₂ + 4H₂O + 2OH^-（10）

2.4　高级氧化脱氮技术

面向浓度高、毒性强的含氮污染物治理，传统水处理工艺（如活性污泥法）或生物电化学技术的处理效果可能不甚理想，因为这些污染组分中的部分基团（如芳香有机物的硝基基团）会抑制酶的亲电攻击等^{［164，165］}，限制了这些技术的应用。含氮的难降解物质种类繁多，广泛涉及食品、化工、制药、炼油、染料、纺织、医疗、农业等众多行业。化工/军工行业中产生的废水是典型的难降解含氮废水，其中往往含有大量NB、TNT、HMX、RDX、DDNP等（表1），这些难降解组分的含氮基团形式多样（图5a），因此治理十分困难。高级氧化工艺（advanced oxidation processes，AOPs）因其能够彻底氧化分解复杂组分中的难降解基团而受到广泛关注^［89］。据报道，AOPs能够将污染物完全氧化分解为CO₂、H₂O和无机化合物，或至少将其转化为危害较低的产物^{［166，167］}。AOPs种类繁多（表2），包括芬顿/类芬顿氧化、臭氧催化、光催化、电催化等，此外还包括大量组合工艺，如紫外（UV）/臭氧、芬顿/UV、微波/过硫酸盐、过硫酸盐/UV、超声/过硫酸盐等^{［168，169］}。各工艺间效能与适用场景差异巨大，但其本质均为产生高活性氧物种（reactive oxygen species，ROS），如·OH（E⁰=1.9~2.8 V）、SO

4 -

·（E⁰=2.5~3.1 V）、O

2 -

·（E⁰=2.07 V）等^{［170⁃172］}。通过强氧化性ROS攻击待分解物质的难降解基团，AOPs最终可以实现含氮污/废水中难降解组分的深度降解。通常，自由基反应选择性不高，因此AOPs的显著优势之一是可以实现污/废水中难降解组分的广谱降解^{［173， 174］}。

芬顿反应是最常见的AOPs之一，其原理是利用Fe²⁺与H₂O₂发生链式反应，催化产生氧化性·OH［式（11）］，并利用其强氧化性分解污/废水中的污染物。例如，Bui等^［89］基于芬顿反应产生的·OH氧化降解TNT，在此过程中，·OH会优先攻击TNT芳香环上的甲基并生成1，3，5-TNB，随后经一系列中间反应（包括去硝基生成1，3-DNB和NB等），最终将TNT完全氧化为CO₂、NO

3 -

和H₂O，该方法最终获得了接近100%的TNT去除率。Chai等^［175］使用芬顿氧化法降解HMX，在反应过程中，·OH首先取代HMX碳链的H，生成含羟基中间产物，随后经氧化开环形成亚甲基二亚硝胺（methylenedinitrosamine，MDNA）和尿素（urea）等，最后将这些中间产物氧化成NH

4 +

、NO

3 -

及CO₂等（图5b），该反应最终获得>90%的去除率。这些研究表明芬顿法具有氧化性强、反应速率快、效果好等优势。芬顿反应的主要挑战是需调控pH、药剂消耗高、铁泥产生量大等。

Fe²⁺+H₂O₂ → Fe³⁺+OH^–+·OH（11）

类芬顿法是对传统芬顿反应的改进和扩展^［178］，泛指使用其他催化剂（如Fe³⁺、过渡金属）或氧化剂（如过硫酸盐），或结合光/电/超声等来产生ROS的高级氧化过程。例如，Fe³⁺也能在H₂O₂氧化下产生Fe²⁺［式（12）］，随后Fe²⁺继续参与上述芬顿反应。孙轶梅^［179］在芬顿体系中引入甲基甘氨酸二乙酸三钠（methylglycinediacetic acid trisodium， MGDA），建立基于Fe³⁺/MGDA/H₂O₂类芬顿体系，实现了含氮组分甲硝唑的有效降解。Liou等^［180］采用紫外/芬顿混合催化技术处理含TNT废水，施加紫外光可使芬顿反应中被消耗的Fe²⁺再生［式（13）］、同时激发H₂O₂直接生成·OH［式（14）］；反应过程中，TNT经过活性氧物种的氧化、脱羧、开环等系列反应，最终将难降解的TNT分解成CO₂、NO

3 -

和H₂O等；结果表明该废水中TNT降解遵循伪一级动力学，效果与光照强度密切相关。此外，Wang等^［181］采用微波辐照激活过硫酸盐的方法构建类芬顿体系，以处理含DDNP废水，反应过程中微波激发过硫酸盐等生成SO

4 -

·、·OH和O

2 -

·，反应过程中各种自由基协同降解，最终获得>99%的去除率。相比于芬顿体系，类芬顿体系可避免高药剂消耗及大量铁泥的形成，丰富了活性氧物种并拓宽了反应途径，有助于提升废水脱氮效能。

Fe³⁺+H₂O₂ → Fe²⁺+·OOH+H⁺（12）

Fe³⁺+H₂O+h

ν

→ Fe²⁺+·OH+OH^–（13）

H₂O₂+h

ν

→ 2·OH（14）

过硫酸盐高级氧化也是一种代表性类芬顿技术，即通过活化过硫酸盐产生活性物种（如SO

4 -

·、·OH）来降解污染物^［176］。该技术具有氧化能力强、适应范围广、药剂易于保存与运输等优势。过硫酸盐包括过一硫酸盐（peroxymonosulfate、PMS、HSO

5 -

）和过二硫酸盐（peroxydisulfate、PDS、S₂O

8 2 -

）2种，该技术的关键在于对过硫酸盐的有效活化，常见活化反应包括均相反应与非均相反应两种。均相活化主要通过热、电、紫外、超声、碱和过渡金属离子等手段进行［式（15）—（17）］，非均相活化以固相催化剂催化为主^［182］。过硫酸盐高级氧化的机制主要包括未活化过硫酸盐直接降解、溶液中产生的ROS、催化剂介导的电子转移等（图5c）。例如，Ji等^［183］采用未活化的PMS直接处理磺胺，实现了该含氮组分的直接降解。Zhou等^［184］利用MoS₂活化PMS和PDS以产生大量活性SO

4 -

·，实现了对含氮卡马西平的高效降解。Lu等^［185］开发了Cu-Co-Fe催化剂用以活化PMS产生·OH等，实现了硝基苯的有效降解。与其他高级氧化技术相比，过硫酸盐高级氧化是一种高效、安全、稳定性强的氧化降解技术，然而也存在催化剂依赖性强、机制解析困难、反应过程难以定量等问题。

HSO

5 -

+ 热/电/紫外/超声 → 2SO

4 -

· + ·OH（15）

S₂O

8 2 -

+ 热/电/紫外/超声 → 2SO

4 -

·（16）

4 -

· + H₂O → SO

4 2 -

+ H⁺+ ·OH（17）

臭氧（O₃）是一种强氧化剂，臭氧的氧化能力在天然元素中仅次于氟，因此也可用于污/废水中含氮难降解物质的氧化分解，相关实验结果证实，臭氧氧化工艺具有反应速率快、操作简便等特点^［186］。臭氧氧化反应包括2条主要途径，其一是臭氧通过亲核或亲电作用直接参与污染物氧化反应，其二是臭氧在碱等作用下产生活性自由基，如·OH，间接参与污染物氧化分解反应^［187］。臭氧能与多数含氮的有机官能团或组分发生作用，包括芳香/杂环/碳环化合物、

̿

N—N、C≡N、—NH₂、—N

̿

N—等，因此常用于含氮污染物废水治理。例如，吴耀国等^［188］构建了金属Mn催化臭氧氧化体系用于降解TNT废水，使用不同的含Mn元素催化剂均获得了较高的TNT降解率。然而，仅使用臭氧法通常不易使废水达标排放，且耗电量大、成本高，因此其效率提升是研究重点。常见的臭氧组合工艺包括臭氧-超声、臭氧-电解、芬顿-臭氧等。赵朝成等^［189］使用臭氧-超声联合技术处理含酚废水，发现超声加速了反应进程，强化废水处理效果的同时，增强了臭氧利用率。颜海波等^［190］使用电解-臭氧组合技术处理染料废水，获得了>91%的有机组分去除率。这些结果均表明，臭氧组合工艺对含氮难降解组分具有良好的氧化分解效果。

光催化也是一种脱氮效果良好的高级氧化技术，其基本原理是半导体材料（如TiO₂、CdS等）在受到大于禁带能量的光照时，发生电子跃迁进而产生光生电子与氧化性空穴，空穴吸附O₂、水分子或OH^–等形成氧化性自由基，如·OH、O

2 -

·，随后氧化分解含氮污染物以实现污/废水处理^［186］。例如，Zhou等^［177］利用水热/煅烧法合成了Co₃O₄/BiOCl复合光催化材料用于TNT废水降解。在反应过程中，Co₃O₄和BiOCl均可诱导电子跃迁形成“空穴-电子对”，其中，Co₃O₄主要参与OH^–产生·OH，而O₂在BiOCl催化作用下产生O

2 -

·，两个过程互相协调，从而维持体系的稳定运行（图5d），结果表明该方法可以在3 h内使TNT组分降解92%。Wang等^［191］制备了具有光热效应的S型CoFe₂O₄/ZnIn₂S₄异质结用于光催化降解TNT废水，在光热效应促进下，CoFO/ZIS实现了76%的TNT降解率。Lee等^［192］以TiO₂为光催化剂用于含TNT、RDX和HMX废水治理，该过程实现了高效废水降解，同时将超过50%的总氮转换为硝酸盐进行回收。此外，光催化还包括一系列衍生技术，如光氧化，即在光的激发下产生自由基等进而氧化分解含氮污染物实现污/废水脱氮，常见的是光与O₃、H₂O₂等组合。艾翠玲^［193］、尚海茹等^［194］系统考察了UV、UV/H₂O₂、O₃、O₃/H₂O₂及UV/O₃等工艺对RDX降解的效能与机制，结果表明这些组合工艺均优于单一工艺，对难降解RDX的氧化分解效果良好。

综上，面向含氮污/废水治理，特别是高浓度、高毒性的含氮难降解组分的氧化分解，高级氧化技术具有非常明显的优势，主要体现在氧化分解速率快、降解彻底、对目标污染物具有广谱性等，但同时也面临成本控制、副产物管理和工艺优化等挑战，在实际应用中需统筹考虑成本、能耗与效能间的平衡，并注意防范强氧化性组分对处理装置的腐蚀与设备损耗。

3　结论与展望

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氮元素作为生态系统物质循环的核心要素，其过量排放已成为水环境面临的严峻挑战。随着人类生产生活活动的持续扩大，大量含氮污染物进入水体，一旦超出环境承载力，将引发一系列生态与健康风险。当前，水处理技术正处于由传统“以能耗能”模式向“减污降碳、协同增效”目标转型的关键阶段，而绿色可持续的高效脱氮技术也是当前水污染控制的研究热点与前沿。基于此，本文系统梳理了我国水环境中氮素污染现状及主要行业含氮废水的水质特征，指出当前氮素污染治理普遍面临浓度范围广、污染物种类多样、难降解等难点，综述了物理化学法、生物法、电化学/生物电化学法及高级氧化法等先进脱氮技术的原理，并通过实际案例分析，总结了各类技术的处理适用场景、效能、优势与局限性：

1）物理法主要通过相转移实现污染物分离，但未实现根本上的污染物降解，需配合后续处理。

2）化学法基于氧化还原反应实现含氮污染物分解，具有反应迅速、效果显著等优点，但也存在药剂消耗高、反应条件严苛、可能产生有害副产物等问题。

3）生物法历经百余年发展，已形成以硝化反硝化、厌氧氨氧化等为基础的脱氮工艺，在城镇污水处理、含高氨氮工业废水处理方面具有独特优势，其中厌氧氨氧化等技术在节能降耗方面表现突出。

4）电化学法以电子为“清洁试剂”，驱动含氮组分转化，也可实现氮资源回收。

5）生物电化学法则进一步降低处理能耗与成本，针对低浓度的城镇污水、地表水等处理场景中的氨氮、硝态氮等组分具有良好的处理效果，其中微生物燃料电池技术还能在脱氮过程中回收电能，体现出良好的绿色可持续特性。

6）高级氧化法以活性氧物种为核心氧化剂，涵盖芬顿、类芬顿、过硫酸盐氧化、臭氧催化、光催化及其组合工艺等多种技术路线。该方法广泛适用于各类浓度、各类难降解含氮化合物的污水/废水处理，如含NB、TNT、RDX、HMX等难降解废水的深度净化。

面向未来，污/废水脱氮技术应朝着绿色低碳、资源循环与智能智慧方向深入发展：

1）氮素资源回收：推动氨氮回收、硝酸盐还原产氨等资源回收技术发展。

2）绿色工艺开发：推动低碳生物电化学等技术与电化学、高级氧化等工艺深度融合，结合人工智能，构建智能调控的“提效能-减成本-降碳排”的创新技术体系，为水环境可持续脱氮技术发展提供支撑。

参考文献

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文献

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参考文献引证文献

排序方式：

[1]

LIU J，LIU W. Advances in microbial-mediated nitrogen cycling［J］. Acta Agrestia Sinica，2018，26（2）：277- 283.

[2]

DZOMBAK D A，GORMAN M R. Expanding perspectives of element cycling from 1970 to 2020：the influence of Stumm and Morgan［J］. Environmental Science& Technology，2021，55（21）：14342- 14346.

[3]

REN Y，REN N，LI Z. Effects of freeze-thaw cycles on soil microbial carbon，nitrogen and nitrogen conversion in Xiaoxinganling boreal wetland of China［J］. Journal of Harbin Engineering University，2013，34（4）：530- 535.

[4]

ZHANG Y，WANG M，WU H，et al. Hydroperiodic dynamics of microbial-mediated nitrogen cycling and its multi-element coupling effect in the Weihe River［J］. Water Research，2025，285：124057.

[5]

XIONG Y，WANG Y，ZHOU J，et al. Electrochemical nitrate reduction：ammonia synthesis and the beyond［J］. Advanced Materials，2024，36（17）：e2304021.

[6]

MA B，WANG S，CAO S，et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox：recent advances［J］. Bioresource Technology，2016，200：981- 990.

[7]

ZHANG C，LI S，HO S H. Converting nitrogen and phosphorus wastewater into bioenergy using microalgae-bacteria consortia：a critical review［J］. Bioresource Technology，2021，342：126056.

[8]

RAHIMI S，MODIN O，MIJAKOVIC I. Technologies for biological removal and recovery of nitrogen from wastewater［J］. Biotechnology Advances，2020，43：107570.

[9]

WU H，WANG R，YAN P，et al. Constructed wetlands for pollution control［J］. Nature Reviews Earth& Environment，2023，4（4）：218- 234.

[10]

HU Y，WU G，LI R，et al. Iron sulphides mediated autotrophic denitrification：an emerging bioprocess for nitrate pollution mitigation and sustainable wastewater treatment［J］. Water Research，2020，179：115914.

[11]

HUISMAN J，CODD G A，PAERL H W，et al. Cyanobacterial blooms［J］. Nature Reviews Microbiology，2018，16（8）：471- 483.

[12]

CANFIELD D E，GLAZER A N，FALKOWSKI P G. The evolution and future of Earth’s nitrogen cycle［J］. Science，2010，330（6001）：192- 196.

[13]

NORDAHL S L，PREBLE C V，KIRCHSTETTER T W，et al. Greenhouse gas and air pollutant emissions from composting［J］. Environmental Science& Technology，2023，57（6）：2235- 2247.

[14]

LI L，WANG X，MIAO J，et al. Carbon neutrality of wastewater treatment-a systematic concept beyond the plant boundary［J］. Environmental Science and Ecotechnology，2022，11（12）：100180.

[15]

Association CUW. Guidelines for carbon accounting and emission reduction in the urban water sector［R］. 2022.

[16]

XIE Y，JIANG C，KUAI B，et al. N₂O emission reduction in the biological nitrogen removal process for wastewater with low C/N ratios：mechanisms and strategies［J］. Frontiers in Bioengineering and Biotechnology，2023，11：1247711.

[17]

MAKTABIFARD M，AL-HAZMI H E，SZULC P，et al. Net-zero carbon condition in wastewater treatment plants：a systematic review of mitigation strategies and challenges［J］. Renewable and Sustainable Energy Reviews，2023，185：113638.

[18]

SONG C，ZHU J J，YUAN Z，et al. Defining and achieving net-zero emissions in the wastewater sector［J］. Nature Water，2024，2（10）：927- 935.

[19]

LI L，LING Y，WANG H，et al. N₂O emission in partial nitritation-anammox process［J］. Chinese Chemical Letters，2020，31（1）：28- 38.

[20]

ISAEV A B B，SHABANOV N S S，MAGOMEDOVA A G G，et al. Electrochemical oxidation of azo dyes in water：a review［J］. Environmental Chemistry Letters，2023，21（5）：2863- 2911.

[21]

HSUEH C C，CHEN B Y，YEN C Y. Understanding effects of chemical structure on azo dye decolorization characteristics by Aeromonas hydrophila［J］. Journal of Hazardous Materials，2009，167（1/2/3）：995- 1001.

[22]

NIU H，NIE Z，LONG Y，et al. Efficient pyridine biodegradation by Stenotrophomonas maltophilia J2：degradation performance，mechanism，and immobilized application for wastewater［J］. Journal of Hazardous Materials，2023，459：132220.

[23]

CUI Y，KANG W，QIN L，et al. Magnetic surface molecularly imprinted polymer for selective adsorption of quinoline from coking wastewater［J］. Chemical Engineering Journal，2020，397：125480.

[24]

LUO Y，ZHANG R，LIU G，et al. Electricity generation from indole and microbial community analysis in the microbial fuel cell［J］. Journal of Hazardous Materials，2010，176（1/2/3）：759- 764.

[25]

CHANG S J，LIU Y C. Degradation mechanism of 2，4，6-trinitrotoluene in supercritical water oxidation［J］. Journal of Environmental Sciences，2007，19（12）：1430- 1435.

[26]

NIKHIL G N，SUMAN P，MOHAN S V，et al. Energy-positive nitrogen removal of pharmaceutical wastewater by coupling heterotrophic nitrification and electrotrophic denitrification［J］. Chemical Engineering Journal，2017，326：715- 720.

[27]

XU C，XIA T，LI P，et al. Treatment of glyphosate wastewater by Zr-amino bi-functionalized worm-like mesoporous silica absorbents［J］. New Journal of Chemistry，2023，47（9）：4288- 4298.

[28]

SUJATHA S，RAJAMOHAN N，SANJAY S，et al. Sustainable remediation of pesticide pollutants using covalent organic framework- a review on material properties，synthesis methods and application［J］. Environmental Research，2024，246：118018.

[29]

ZHANG R，YANG Y，HUANG C H，et al. Kinetics and modeling of sulfonamide antibiotic degradation in wastewater and human urine by UV/H₂O₂ and UV/PDS［J］. Water Research 2016，103：283- 292.

[30]

ZOU M，TIAN W，ZHAO J，et al. Quinolone antibiotics in sewage treatment plants with activated sludge treatment processes：a review on source，concentration and removal［J］. Process Safety and Environmental Protection，2022，160：116- 129.

[31]

WANG C，LI C. Research progress on the distribution and treatment technology of tetracycline antibiotics［J］. Applied Chemical Industry，2023，52（6）：1807- 1812.

[32]

YI Q，GAO Y，ZHANG H，et al. Establishment of a pretreatment method for tetracycline production wastewater using enhanced hydrolysis［J］. Chemical Engineering Journal，2016，300：139- 145.

[33]

中华人民共和国生态环境部. 中国生态环境统计年报［R］. 2023.

Ministry of Ecology and Environment of the People’s Republic of China. China Environmental Statistics Annual Report［R］. 2023.

[34]

曾琳，王逸贤，王盼，等. 上海市典型农村生活污水收集处理系统碳排放核算及特征［J］. 净水技术 2025，44（10）：81- 91.

ZENG L，WANG Y X，WANG P，et al. Estimation and characteristics on carbon emission of typical rural domestic wastewater collection and treatmentsystem in Shanghai［J］. Water Purification Technology，2025，44（10）：81- 91.

[35]

丁付革，沈志伟，张骏，等. 两级A²O+磁混凝工艺处理农村生活污水工程实例［J］. 工业水处理，2023，43（5）：162- 167.

DING F G，SHEN Z W，ZHANG J，et al. An engineering case of rural domestic sewage treatmentby two-stage A²/O+magnetic coagulation process［J］. Industrial Water Treatment，2023，43（5）：162- 167.

[36]

党鑫，兰天，张丽，等. 基于絮凝技术的集约化养牛场废水处理效果及生物毒性研究［J］. 水处理技术，2025，51（9）：101- 106.

DANG X，LAN T，ZHANG L，et al. Study on the treatment effect and biological toxicity of wastewater from intensive cattle farms based onflocculation technology［J］. Technology of Water Treatment，2025，51（9）：101- 106.

[37]

戈拯，李冰鑫，韩晓宇，等. 基于厌氧氨氧化工艺的畜禽养殖废水处理技术研究进展［J］. 北京工业大学学报，2025，51（7）：883- 896.

GE Z，LI B X，HAN X Y，et al. Research advances of ANAMMOX process for livestock and poultry farming wastewater treatment［J］. Journal of Beijing University of Technology，2025，51（7）：883- 896.

[38]

刘梅，原居林，倪蒙，等.“三池两坝”多级组合工艺对内陆池塘养殖尾水的处理［J］. 环境工程技术学报，2021，11（1）：97- 106.

LIU M，YUAN J L，NI M，et al． Treatment of inland pond aquaculture tail water by multi-stage combined process of“three ponds and two dams”［J］． Journal of Environmental Engineering Technology，2021，11（1）：97- 106.

[39]

李发站，吕锡武，王华成，等. UF膜与砂滤生物接触氧化联用处理富营养化湖泊水［J］. 水处理技术，2006，32（6）：41- 44.

LI F Z，LV X W，WANG H C，et al. Experimental study of ultrafiltration of eutrophicated lake water in combination with sand filter and biological contact oxidation［J］. Technology of Water Treatment，2006，32（6）：41- 44.

[40]

魏桐，周阳，杨治林，等. 典型炸药的毒性效应及其作用机制研究进展［J］. 含能材料，2019，27（7）：558- 568.

WEI T，ZHOU Y，YANG Z L，et al. Progress of toxicity effects and mechanisms of typical explosives［J］. Chinese Journal of Energetic Materials，2019，27（7）：558- 568.

[41]

郑烨，陈淼超. RSM优化SCWO处理高浓度氨氮化肥废水的研究［J］. 工业水处理，2019，39（6）：43- 47.

ZHENG Y，CHEN M C. Research on the RSM optimized SCWO method for the treatment of waste-water containing highly concentrated ammonia nitrogen chemical fertilizer［J］. Industrial Water Treatment，2019，39（6）：43- 47.

[42]

师伟萌，陈欣怡，徐丽亚，等. 聚酰胺石化废水处理工程的设计与应用［J］. 广州化工，2025，53（19）：166- 169.

SHI W M，CHEN X Y，XU L Y，et al. Design and application of petrochemical wastewater treatment engineering［J］. Guangzhou Chemical Industry，2025，53（19）：166- 169.

[43]

甘致溪，刘芷辰，白鹏，等. UHASB升流式水解酸化反应器处理制药废水的中试试验［J］. 净水技术，2024，43（增刊1）：204- 209.

GAN Z X，LIU Z C，BAI P，et al. Pilot study on UHASB upflow hydrolysis acidification reactor for pharmaceutical wastewater treatment［J］. Water Purification Technology，2024，43（S1）：204- 209.

[44]

丘胜立. 水解酸化-接触氧化-混凝沉淀工艺处理食品加工废水［J］. 环境，2014，增刊1：40- 41.

QIU S L. Hydrolysis acidification-contact oxidation- coagulation sedimentation process for treating food processing wastewater［J］. Environment，2014，S1：40- 41.

[45]

陈曦，吴林峰，张丽，等. 电子束耦合混凝技术深度处理实际印染废水［J］. 工业水处理，2025，45（5）：143- 150.

CHEN X，WU L F，ZHANG L，et al. Advanced treatment of practical dyeing wastewater byelectron beam coupled with coagulation technology［J］. Industrial Water Treatment，2025，45（5）：143- 150.

[46]

崔海波，刘鹏. 电镀废水的硫自养反硝化深度脱氮研究［J］. 山西化工，2025，45（9）：254- 256.

CUI H B，LIU P. Research on deep denitrification of electroplating wastewater via sulfur autotrophicdenitrification［J］. Shanxi Chemical Industry，2025，45（9）：254- 256.

[47]

李少飞，李杰，刘艳敏，等. 采用连续砂滤器对化纤废水预处理［J］. 净水技术，2012，31（6）：33- 37.

LI S F，LI J，LIU Y M，et al. Pretreatment of chemical fiber wastewater with equipment of continuous sand filterprocesses［J］. Water Purification Technology，2012，31（6）：33- 37.

[48]

周思辰，卓宁泽，金锡标. 味精精制废水处理工程的设计与运行［J］. 净水技术，2018，37（6）：82- 85.

ZHOU S C，ZHUO N Z，JIN X B． Design and operation of the project for glutamate fermentation wastewater treatment［J］． Water PurificationTechnology，2018，37（6）：82- 85.

[49]

郑冰冰，吴怡伟，李云辉，等. 不同碳氮比对海水养殖废水脱氮效果的影响［J］. 环境科学研究，2020，33（8）：1848- 1856.

ZHENG B B，WU Y W，LI Y H，et al. Effect of different C/N ratio on nitrogen removal of mariculture wastewater［J］. Research of Environmental Sciences，2020，33（8）：1848- 1856.

[50]

周文磊. 改进型A²O+MBR工艺在污染地表水处理中的应用［J］. 中国资源综合利用，2024，42（10）：275- 277.

ZHOU W L. Application of improved A²O+MBR process in TreatingPolluted Surface Water［J］. China Resources Comprehensive Utilization，2024，42（10）：275- 277.

[51]

QIU Y，JI Y，TIAN Y，et al. Engineering demonstration of the remediation of urban water using a novel MES enhanced ecological floating bed：from construction to long-term performance［J］. Chemical Engineering Journal，2023，454：140024.

[52]

石金晔，王三反，高晓东. 铁碳微电解法预处理炸药生产废水［J］. 中国给水排水，2009，25（7）：59- 61.

SHI J Y，WANG S F，GAO X D. Pretreatment of wastewater from explosive production by iron-carbon micro-electrolysis process［J］. China Water& Wastewater，2009，25（7）：59- 61.

[53]

张国珍，何春生，崔彬. TNT炸药废水三维电解氧化实验研究［J］. 水资源与水工程学报，2008，19（6）：28- 31.

ZHANG G Z，HE C S，CUI B. Study of TNT wastewater treatment by three-dimensional electrolytic method［J］. Journal of Water Resources&Water Engineering，2008，19（6）：28- 31.

[54]

尚海茹，冯长根，孙良，等. 复合催化剂光催化降解DNT废水及其降解机理［J］. 火炸药学报，2016，39（6）：38- 43.

SHANG H R，FENG C G，SUN L，et al. Photocatalytic degradation of DNT wastewater by composite catalyst and its degradation mechanism［J］. Chinese Journal of Explosives& Propellants，2016，39（6）：38- 43.

[55]

武坤，窦鸿涛，王莉萍. Fenton及类Fenton氧化法处理含能化合物废水技术进展［J］. 化学推进剂与高分子材料，2015，13（2）：56- 65.

WU K，DOU H T，WANG L P. Technical progress in treatment of wastewater containing energeticcompounds by using Fenton and Fenton-like methods［J］. Chemical Propellants& Polymeric Materials，2015，13（2）：56- 65.

[56]

焦纬洲，郭亮，刘文丽，等. Fenton氧化法降解HMX废水中有机物的氧化反应动力学［J］. 火炸药学报，2014，37（2）：53- 56.

JIAO W Z，GUO L，LIU W L，et al. Oxidation reaction kinetics of degrading organic matter in HMX wastewater by Fenton oxidation method［J］. Chinese Journal of Explosives& Propellants，2014，37（2）：53- 56.

[57]

杨震，李阳，杨世迎. 零价铝还原联合过硫酸盐氧化高效处理DDNP工业废水［J］. 工业水处理，2024，44（4）：98- 104.

YANG Z，LI Y，YANG S Y. Efficient treatment of diazodinitrophenol industrial wastewater bya sequential zero-valent aluminum reduction-persulfate oxidation process［J］. Industrial Water Treatment，2024，44（4）：98- 104.

[58]

吴莉娜，徐莹莹，史枭，等. 短程硝化-厌氧氨氧化组合工艺深度处理垃圾渗滤液［J］. 环境科学研究，2016，29（4）：587- 593.

WU L N，XU Y Y，SHI X，et al． Advanced treatment of landfill leachate by combined process of partial nitrification and anaerobic ammonium oxidation［J］． Research of Environmental Sciences，2016，29（4）：587- 593.

[59]

WANG Y，PELKONEN M，KOTRO M. Treatment of high ammonium-nitrogen wastewater from composting facilities by air stripping and catalytic oxidation［J］. Water Air and Soil Pollution，2010，208（1/2/3/4）：259- 273.

[60]

徐彬彬. 吹脱法处理焦化厂高浓度氨氮废水的试验研究［D］. 成都：西南交通大学，2011.

XU B B. Experimental study on the treatment of high-concentration ammonia nitrogen wastewater from coking plants by blow-off method［D］. Chengdu：Southwest Jiaotong University，2011.

[61]

李日强，李松桧，王江迪. 沸石的活化及其对水中氨氮的吸附［J］. 环境科学学报，2008，28（8）：1618- 1624.

LI R Q. LI S H，WANG J D.Zeolite activation and ammonia nitrogen removal from wastewater by adsorption on activated zeolite［J］. Acta Scientiae Circumstantiae，2008，28（8）：1618- 1624.

[62]

杨洁. 电渗析处理化工高浓度氨氮废水［D］. 厦门：厦门大学，2022.

YANG J. Electro-dialysis treatment of high-concentration ammonia nitrogen wastewater from chemical industry［D］. Xiamen：Xiamen University，2022.

[63]

李婵君，贺剑明. 折点加氯法处理深度处理低氨氮废水［J］. 广东化工，2013，40（20）：43- 44.

LI C J，HE J M. Break point chlorination advanced treatment of low ammonia water［J］. Guangdong Chemical Industry，2013，40（20）：43- 44.

[64]

HUANG H，CHEN Y，JIANG Y，et al. Treatment of swine wastewater combined with MgO-saponification wastewater by struvite precipitation technology［J］. Chemical Engineering Journal，2014，254：418- 425.

[65]

楚广，童应，罗翊文，等. 用化学沉淀法去除黑臭水体中氨氮工艺研究［J］. 湖南有色金属，2017，33（5）：54- 57.

CHU G，TONG Y，LUO Y W，et al. Ammonia-nitrogen removal fromblack and odorous water by chemical precipitation［J］. Hunan Nonferrous Metals，2017，33（5）：54- 57.

[66]

胡思雅，刘菲菲，吴华鑫，等. 催化湿式氧化降解含氮杂环化合物的研究进展［J］. 现代化工，2023，43（4）：27- 31.

HU S Y，LIU F F，WU H X，et al. Advances on catalytic wet oxidation in degradation of nitrogen-containingheterocyclic compounds［J］. Modern Chemical Industry，2023，43（4）：27- 31.

[67]

赵朝成，赵东风. 超临界水氧化技术处理硝基苯废水研究［J］. 重庆环境科学，2001，23（3）：45- 48.

ZHAO C C，ZHAO D F. Study on nitrobenzene wastewater disposal by supercritical water oxidation［J］. Chongqing Environmental Science，2001，23（3）：45- 48.

[68]

刘春明. 超临界水氧化技术降解喹啉废水的研究［D］. 天津：天津大学，2012.

LIU C M. Research on the degradation of quinoline wastewater by supercritical water oxidation technology［D］. Tianjin：Tianjin University，2012.

[69]

OUYANG J，LI C，WEI L，et al. Activated sludge and other aerobic suspended culture processes［J］. Water Environment Research 2020，92（10）：1717- 1725.

[70]

LIU Y. Chemically reduced excess sludge production in the activated sludge process［J］. Chemosphere，2003，50（1）：1- 7.

[71]

QIN L，ZHANG Y，XU Z，et al. Advanced membrane bioreactors systems：new materials and hybrid process design［J］. Bioresource Technology，2018，269：476- 488.

[72]

RAHMAN T U，ROY H，ISLAM M R，et al. The advancement in membrane bioreactor（MBR）technology toward sustainable industrial wastewater management［J］. Membranes，2023，13（2）：13020181.

[73]

CUI F，ZHANG B，TANG L. Research and application progress of biological aerated filter technology［J］. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control，2005，6（10）：1- 7.

[74]

LI H，CHEN J，FANG Z. Research progress on biological aerated filter medias［J］. Modern Chemical Industry，2013，33（12）：24- 27.

[75]

PAN C，WU J，XU D，et al. Nitrogen removal function and its supporting properties of anammox granular sludge：a review［J］. Chemical Engineering Journal，2025，518：164742.

[76]

SUN J，FENG Y，ZHENG R，et al. Potential growth of anammox bacteria under aerobic conditions［J］. Environmental Science& Technology，2024，58（41）：18244- 18254.

[77]

PARDE D，PATWA A，SHUKLA A，et al. A review of constructed wetland on type，treatment and technology of wastewater［J］. Environmental Technology& Innovation，2021，21：101261.

[78]

LIU F，ZHOU R，ZHANG C，et al. Critical review on the pulsed electrochemical technologies for wastewater treatment：fundamentals，current trends，and future studies［J］. Chemical Engineering Journal，2024，479：147588.

[79]

WU Q，ZHU F，WALLACE G，et al. Electrocatalysis of nitrogen pollution：transforming nitrogen waste into high-value chemicals［J］. Chemical Society Reviews，2024，53（2）：557- 565.

[80]

LIANG D，HE W，LI C，et al. Bidirectional electron transfer biofilm assisted complete bioelectrochemical denitrification process［J］. Chemical Engineering Journal，2019，375：121960.

[81]

LI C，HE W，LIANG D，et al. Microbial separator allied biocathode supports simultaneous nitrification and denitrification for nitrogen removal in microbial electrochemical system［J］. Bioresource Technology，2022，345：126537.

[82]

LIU T，LIU G，QIU Y，et al. A review of enhanced strategies for nitrogen removal in constructed wetlands：from design，influencing factors to full-scale applications and challenges［J］. Water Research，2026，288：124662.

[83]

张伟，舒金锴. 含氮废水处理技术研究现状［J］. 湖南城市学院学报，2018，27（2）：20- 24.

ZHANG W，SHU J K. Research on status of nitrogen wastewater treatment technology［J］. Journal of Hunan City University（Natural Science），2018，27（2）：20- 24.

[84]

GAO Z，YANG W. Research progress of ozone catalytic oxidation technology in wastewater treatment［J］. Applied Chemical Industry，2017，46（12）：2455- 2458.

[85]

REN Y，WANG X，ZHANG S，et al. Research progress of wastewater treatment by ozone catalytic oxidation technology and combination technology［J］. Modern Chemical Industry，2017，37（6）：24- 28.

[86]

SUN J，SUN S，WANG H，et al. Progress of the research on Fenton oxidation technology in the treatment of industrial wastewater containing refractory organic matter［J］. Industrial Water Treatment，2006，26（12）：9- 13.

[87]

XIANG X，ZHENG F. A Review of fenton oxidation used in degradation of dyes［J］. Journal of Chongqing Jianzhu University，2004，26（4）：126- 130.

[88]

董建威. 高浓度含氮废水处理技术研究［J］. 广东化工，2014，41（15）：166- 167.

DONG J W. Research progress in the treatment of high ammonia content wastewater［J］. Guangdong Chemical Industry，2014，41（15）：166- 167.

[89]

BUI D N，MINH T T. Investigation of TNT red wastewater treatment technology using the combination of advanced oxidation processes［J］. Science of the Total Environment，2021，756：143852.

[90]

LAZARATOU C V，VAYENAS D V，PAPOULIS D. The role of clays，clay minerals and clay-based materials for nitrate removal from water systems：a review［J］. Applied Clay Science，2020，185：105377.

[91]

LIU Y，ZHANG X M，WANG J L. A critical review of various adsorbents for selective removal of nitrate from water：structure，performance and mechanism［J］. Chemosphere，2022，291：132728.

[92]

ZHANG Y，WANG X，LÜ F，et al. Adsorption behavior and mechanism of 2，4，6-trinitrotoluene by functionalized polystyrene nanospheres［J］. Journal of Applied Polymer Science，2013，128（6）：3720- 3725.

[93]

邸东云，祝志，张晓广，等. 折点加氯法处理煤矿疏干水的应用［J］. 大氮肥，2024，47（3）：187- 190.

DI D Y，ZHU Z，ZHANG X G，et al. Application of breakpoint chlorination method ondraine water treatment in acoal mining company［J］. Large Scale Nitrogenous Fertilizer Industry，2024，47（3）：187- 190.

[94]

雷体艳，陈希雯，王亚兵. 氨氮废水的化学沉淀法处理［J］. 黑龙江科技信息，2009（2）：2.

LEI T Y，CHEN X W，WANG Y B. Treatment of ammonia nitrogen wastewater by chemical precipitation method［J］. Heilongjiang Science and Technology Information，2009（2）：2.

[95]

张秋桐，邓祥意，肖春桥，等. 风化壳淋积型稀土矿闭矿场铵盐淋出液化学沉淀脱氮［J］. 有色金属（冶炼部分），2023（1）：92- 101.

ZHANG Q T，DENG X Y，XIAO C Q，et al. Nitrogen removal of ammonium leaching solution from weathered crust elution-deposited rare earth ore tailing by chemical precipitation［J］. Nonferrous Metals（Extractive Metallurgy），2023（1）：92- 101.

[96]

王瀚，徐东海，王瑜，等. 典型含氮有机化合物超临界水氧化脱氮过程［J］. 东北电力大学学报，2021，41（5）：1- 8.

WANG H，XU D H，WANG Y，et al. Denitrogenation processes of typical N-containing organic compounds in supercritical water oxidation［J］. Journal of Northeast Electric Power University，2021，41（5）：1- 8.

[97]

QI X H，ZHUANG Y Y，YUAN Y C，et al. Decomposition of aniline in supercritical water［J］. Journal of Hazardous Materials 2002，90（1）：51- 62.

[98]

LIU S，JIN H，WEI W，et al. Gasification of indole in supercritical water：nitrogen transformation mechanisms and kinetics［J］. International Journal of Hydrogen Energy，2016，41（36）：15985- 15997.

[99]

BENJAMIN K M，SAVAGE P E. Supercritical water oxidation of methylamine［J］. Industrial& Engineering Chemistry Research，2005，44（14）：5318- 5324.

[100]

黄军，邵永康. 高效吹脱法+折点氯化法处理高氨氮废水［J］. 水处理技术，2013，39（8）：131- 133.

HUANG J，SHAO Y K. Treatment of the wastewater containing high NH₃-N by high efficiency striping-breakpoint chlorination［J］. Technology of Water Treatment，2013，39（8）：131- 133.

[101]

傅玲子. 含氮废水处理工艺研究进展［J］. 西部皮革，2017，39（14）：25.

FU L Z. Research progress on nitrogen-containing wastewater treatment processes［J］. Western Leather，2017，39（14）：25.

[102]

刘智晓，吴凡松. 污水生化处理工艺发展阶段化技术特征及未来趋势［J］. 给水排水，2024，50（4）：12- 22.

LIU Z X，WU F S. Technical characteristics and development trend of different stages of wastewater biological treatment process［J］. Water&Wastewater Engineering，2024，50（4）：12- 22.

[103]

高廷耀，顾国维，周琪. 水污染控制工程［M］. 北京：高等教育出版社，2015.

GAO T Y，GU G W，ZHOU Q. Water Pollution Control Engineering［M］. Beijing：Higher Education Press，2015.

[104]

尚振欣，刘佳，郭燕丽，等. A²/O与A2/O-MBR工艺污水厂CH4和N2 O产-排特征及差异分析［J/OL］. 环境工程，1- 15［ 2026-03-13］. https://link.cnki.net/urlid/11.2097.X.20251016.1054.006.

SHANG Z X，LIU J，GUO Y L，et al. Comparative analysis of CH ₄and N₂O generation and emission characteristics in A2/OA2/O-MBR wastewater treatment plants［J/OL］. Environmental Engineering，1- 15［ 2026-03-13］. https://link.cnki.net/urlid/11.2097.X.20251016.1054.006.

[105]

朱卓，但琼鹏，章雄飞，等. 城市污水处理厂多级AO分段进水工艺的脱氮性能优化［J］. 环境工程，2025，43（9）：1- 8.

ZHU Z，DAN Q P，ZHANG X F，et al. Optimization of nitrogen removal performance of multistage AO step-feed process for a municipalwastewater treatment plant［J］. Environmental Engineering，2025，43（9）：1- 8.

[106]

段忠燕，杜安珂，宋南川，等. 村镇高氮污水倒置AAO型MABR处理工艺中试研究［J］. 环境工程，2025，43（12）：48- 55.

DUAN Z Y，DU A K，SONG N C，et al. A pilot-scale study on inverted AAO type MABR treatment process for high nitrogen wastewater invillages and towns［J］. Environmental Engineering，2025，43（12）：48- 55.

[107]

薛涛，关欢欢，陈春生，等. 机械振动与曝气吹扫MBR工程两年运行效果对比［J］. 环境工程，2025，43（6）：105- 113.

XUE T，GUAN H H，CHEN C S，et al. Comparison of 2-year operational performance of mechanical vibration and air sparging in MBRsystems［J］. Environmental Engineering，2025，43（6）：105- 114.

[108]

杜睿，彭永臻. 城市污水生物脱氮技术变革：厌氧氨氧化的研究与实践新进展［J］. 中国科学：技术科学，2022，52（3）：389- 402.

DU R，PENG Y Z. Technical revolution of biological nitrogen removal from municipal wastewater：recent advances in Anammox research andapplication［J］. Scientia Sinica Technologica，2022，52：389- 402.

[109]

deGRAAF A A V，deBRUIJN P，ROBERTSON L A，et al. Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor［J］. Microbiology-Uk，1996，142：2187- 2196.

[110]

HELLINGA C，SCHELLEN A，MULDER J W，et al. The SHARON process：an innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich waste water［J］. Water Science and Technology，1998，37（9）：135- 142.

[111]

MCCARTY P L. What is the best biological process for nitrogen removal：when and why？［J］. Environmental Science& Technology，2018，52（7）：3835- 3841.

[112]

KARTAL B，MAALCKE W J，de ALMEIDA N M，et al. Molecular mechanism of anaerobic ammonium oxidation［J］. Nature，2011，479（7371）：127-U159.

[113]

van LOOSDRECHT M C M，BRDJANOVIC D. Anticipating the next century of wastewater treatment［J］. Science，2014，344（6191）：1452- 1453.

[114]

PENNISI E. A better way to denitrify wastewater［J］. Science，2012，337（6095）：675- 675.

[115]

KUYPERS M M M，MARCHANT H K，KARTAL B. The microbial nitrogen-cycling network［J］. Nature Reviews Microbiology，2018，16（5）：263- 276.

[116]

KARTAL B，KUENEN J G，van LOOSDRECHT M C M. Sewage treatment with anammox［J］. Science，2010，328（5979）：702- 703.

[117]

LIU S，CAI C，SUN F，et al. Advanced nitrogen removal of landfill leachate treatment with anammox process：a critical review［J］. Journal of Water Process Engineering，2024，58：104756.

[118]

LI J，LI J，GAO R，et al. A critical review of one-stage anammox processes for treating industrial wastewater：optimization strategies based on key functional microorganisms［J］. Bioresource Technology，2018，265：498- 505.

[119]

JOSS A，SALZGEBER D，EUGSTER J，et al. Full-scale nitrogen removal from digester liquid with partial nitritation and anammox in one SBR［J］. Environmental Science& Technology，2009，43（14）：5301- 5306.

[120]

LEE P H，KWAK W，BAE J，et al. The effect of SRT on nitrate formation during autotrophic nitrogen removal of anaerobically treated wastewater［J］. Water Science and Technology，2013，68（8）：1751- 1756.

[121]

LI J，XU K，LIU T，et al. Achieving stable partial nitritation in an acidic nitrifying bioreactor［J］. Environmental Science& Technology，2020，54（1）：456- 463.

[122]

LI X，KLAUS S，BOTT C，et al. Status，challenges，and perspectives of mainstream nitritation-anammox for wastewater treatment［J］. Water Environment Research，2018，90（7）：634- 649.

[123]

HAN M，De CLIPPELEIR H，AL-OMARI A，et al. Impact of carbon to nitrogen ratio and aeration regime on mainstream deammonification［J］. Water Science and Technology，2016，74（2）：375- 384.

[124]

GONG L，HUO M，YANG Q，et al. Performance of heterotrophic partial denitrification under feast-famine condition of electron donor：a case study using acetate as external carbon source［J］. Bioresource Technology，2013，133：263- 269.

[125]

DU R，PENG Y，CAO S，et al. Mechanisms and microbial structure of partial denitrification with high nitrite accumulation［J］. Applied Microbiology and Biotechnology，2016，100（4）：2011- 2021.

[126]

DU R，PENG Y，JI J，et al. Partial denitrification providing nitrite：opportunities of extending application for anammox［J］. Environment International，2019，131：105001.

[127]

LE T，PENG B，SU C，et al. Nitrate residual as a key parameter to efficiently control partial denitrification coupling with anammox［J］. Water Environment Research，2019，91（11）：1455- 1465.

[128]

彭永臻，范泽里，杜睿，等. 为耦合厌氧氨氧化产生NO 2 - 的城市污水中试研究［J］. 北京工业大学学报，2020，46：330- 337.

PENG Y Z，FAN Z L，DU Ｒ，et al. Pilot-scale study on producing NO 2 - for anammox with municipal wastewater［J］. Journal of Beijing University of Technology，2020，46：330- 337.

[129]

WU K，CHEN L，LU X，et al. Dynamic response of immobilized microbial denitrification reactor under long-term nitrobenzene stress［J］. Journal of Environmental Chemical Engineering，2024，12（1）：111686.

[130]

WU K，LI C X，LIU N S，et al. Assessing effect of toluene on immobilized denitrifying microorganisms：enzyme activity，electronic behavior，and microbial community［J］. Journal of Environmental Chemical Engineering，2025，13（3）：116284.

[131]

GAN Y L，ZHAO Q L，YE Z F. Denitrification performance and microbial diversity of immobilized bacterial consortium treating nitrate micro-polluted water［J］. Bioresource Technology，2019，281：351- 358.

[132]

GAO X，FAN Y，GAO Z，et al. Ammonia removal and microbiological analysis of the SND bio-trickling filter based on aerobic denitrification［J］. Acta Scientiae Circumstantiae，2020，40（4）：1422- 1429.

[133]

曾凌聪，罗怡，王浏佳，等. 微藻-好氧颗粒污泥组合系统处理无机废水脱氮性能［J］. 水处理技术，2025，51（12）：108- 112.

ZENG L C，LUO Y，WANG L J，et al. Performance of microalgae and aerobic granular sludge combined system for nitrogen removal from inorganic wastewater［J］. Technology of Water Treatment，2025，51（12）：108- 112.

[134]

van KESSEL M A H J，SPETH D R，ALBERTSEN M，et al. Complete nitrification by a single microorganism［J］. Nature，2015，528（7583）：555- 559.

[135]

WELTE C U，RASIGRAF O，VAKSMAA A，et al. Nitrate- and nitrite-dependent anaerobic oxidation of methane［J］. Environmental Microbiology Reports，2016，8（6）：941- 955.

[136]

GUO W，ZHANG K，LIANG Z，et al. Electrochemical nitrogen fixation and utilization：theories，advanced catalyst materials and system design［J］. Chemical Society Reviews，2019，48（24）：5658- 5716.

[137]

SANTHOSH C R，CHINNAM S，MADHU G M，et al. Review on electrocatalytic nitrate reduction to ammonia：advances，challenges and future prospects［J］. Ionics，2024，30（6）：3091- 3099.

[138]

YAO J，MEI Y，YUAN T，et al. Electrochemical removal of nitrate from wastewater with a Ti cathode and Pt anode for high efficiency and N₂ selectivity［J］. Journal of Electroanalytical Chemistry，2021，882：115019.

[139]

LIU Y，ZHANG H，BAI R，et al. Two-dimensional peak-valley alternating self-supporting electrode accelerating nitrate electrocatalytic reduction：ammonia synthesis and wastewater treatment［J］. Chemical Engineering Journal，2024，485：149876.

[140]

HOANG T N，KIM J S，LIM J，et al. Electrochemical reduction of nitrate to Ammonia：recent progress and future directions［J］. Chemical Engineering Journal，2024，495：153108.

[141]

QIN J，ZHANG J，LU Y，et al. Boosting electrocatalytic ammonia synthesis from nitrate with a dual active site three-dimensional copper electrode［J］. ACS Sustainable Chemistry& Engineering，2023，11（41）：14969- 14975.

[142]

MENG S，LING Y，YANG M，et al. Recent research progress of electrocatalytic reduction technology for nitrate wastewater：a review［J］. Journal of Environmental Chemical Engineering，2023，11（2）：109418.

[143]

NIU S，YANG J，QIAN L，et al. Electrochemical nitrate reduction to ammonia-recent progress［J］. Chemelectrochem，2023，10：e202300419.

[144]

WANG K，ZHANG S. Extracellular electron transfer modes and rate-limiting steps in denitrifying biocathodes［J］. Environmental Science and Pollution Research，2019，26（16）：16378-16387.

[145]

ROGIŃSKA J，PHILIPPON T，HOAREAU M，et al. Challenges and applications of nitrate-reducing microbial biocathodes［J］. Bioelectrochemistry，2023，152：108436.

[146]

HE Z，ANGENENT L T. Application of bacterial biocathodes in microbial fuel cells［J］. Electroanalysis 2006，18（19/20）：2009- 2015.

[147]

TIAN Y，LI D，LI C，et al. Self-driving CO₂-to-formate electro-conversion on Bi film electrode in novel microbial reverse-electrodialysis CO₂ reduction cell［J］. Chemical Engineering Journal，2021，414：128671.

[148]

ZHEN G，LU X，KUMAR G，et al. Microbial electrolysis cell platform for simultaneous waste biorefinery and clean electrofuels generation：Current situation，challenges and future perspectives［J］. Progress in Energy and Combustion Science，2017，63：119- 145.

[149]

LOGAN B E，HAMELERS B，ROZENDAL R A，et al Microbial fuel cells：methodology and technology［J］. Environmental Science& Technology，2006，40（17）：5181- 5192.

[150]

RABAEY K，VERSTRAETE W. Microbial fuel cells：novel biotechnology for energy generation［J］. Trends in Biotechnology，2005，23（6）：291- 298.

[151]

LOGAN B E. Exoelectrogenic bacteria that power microbial fuel cells［J］. Nature Reviews Microbiology，2009，7（5）：375- 381.

[152]

CLAUWAERT P，RABAEY K，AELTERMAN P，et al. Biological denitrification in microbial fuel cells［J］. Environmental Science& Technology，2007，41（9）：3354- 3360.

[153]

RABAEY K，Van de SOMPEL K，MAIGNIEN L，et al. Microbial fuel cells for sulfide removal［J］. Environmental Science& Technology，2006，40（17）：5218- 5224.

[154]

CAI J，ZHENG P. Simultaneous anaerobic sulfide and nitrate removal in microbial fuel cell［J］. Bioresource Technology，2013，128：760- 764.

[155]

AI T，ZHAN H，ZOU L，et al. Potential applications of endogenous sulfide for enhanced denitrification of low C/N domestic wastewater in anodic mixotrophic denitrification microbial fuel cell：the mechanism of electrons transfer and microbial community［J］. Science of The Total Environment，2020，722：137830.

[156]

CAI J，QAISAR M，SUN Y，et al. Coupled substrate removal and electricity generation in microbial fuel cells simultaneously treating sulfide and nitrate at various influent sulfide to nitrate ratios［J］. Bioresource Technology，2020，306：123174.

[157]

SIMA W P，MA R X，YIN F X，et al. Prompt nitrogen removal by controlling the oxygen concentration in sediment microbial fuel cell systems：the electrons allocation and its microbial mechanism［J］. Water Science and Technology，2020，81（6）：1209- 1220.

[158]

LI Z，QIU Y，YU Y，et al. Long-term operation of cathode-enhanced ecological floating bed coupled with microbial electrochemical system for urban surface water remediation：from lab-scale research to engineering application［J］. Water Research，2023，237：119967.

[159]

ERABLE B，ETCHEVERRY L，BERGEL A. From microbial fuel cell（MFC）to microbial electrochemical snorkel（MES）：maximizing chemical oxygen demand（COD）removal from wastewater［J］. Biofouling，2011，27（3）：319- 326.

[160]

SRIVASTAVA P，YADAV A K，ABBASSI R，et al. Denitrification in a low carbon environment of a constructed wetland incorporating a microbial electrolysis cell［J］. Journal of Environmental Chemical Engineering，2018，6（4）：5602- 5607.

[161]

LIANG D，HE W，LI C，et al. Remediation of nitrate contamination by membrane hydrogenotrophic denitrifying biofilm integrated in microbial electrolysis cell［J］. Water Research，2021，188：116498.

[162]

QIAN F，WANG G，LI Y. Solar-driven microbial photoelectrochemical cells with a nanowire photocathode［J］. Nano Letters，2010，10（11），4686- 4691.

[163]

ROUSSEAU R，ETCHEVERRY L，ROUBAUD E，et al. Microbial electrolysis cell（MEC）：strengths，weaknesses and research needs from electrochemical engineering standpoint［J］. Applied Energy，2020，257：113938.

[164]

CLARK B，BOOPATHY R. Evaluation of bioremediation methods for the treatment of soil contaminated with explosives in Louisiana Army Ammunition Plant，Minden，Louisiana［J］. Journal of Hazardous Materials，2007，143（3）：643- 648.

[165]

PENNINGTON J C，BRANNON J M. Environmental fate of explosives［J］. Thermochimica Acta，2002，384（1）：163- 172.

[166]

GAO Y Q，GAO N Y，CHU W H，et al. UV-activated persulfate oxidation of sulfamethoxypyridazine：kinetics，degradation pathways and impact on DBP formation during subsequent chlorination［J］. Chemical Engineering Journal，2019，370：706- 715.

[167]

FERNANDES A，MAKOŚ P，KHAN J A，et al. Pilot scale degradation study of 16 selected volatile organic compounds by hydroxyl and sulfate radical based advanced oxidation processes［J］. Journal of Cleaner Production，2019，208：54- 64.

[168]

LUDWICHK R，HELFERICH O K，KIST C P，et al. Characterization and photocatalytic treatability of red water from Brazilian TNT industry［J］. Journal of Hazardous Materials，2015，293：81- 86.

[169]

RIBEIRO A R，NUNES O C，PEREIRA M F R，et al. An overview on the advanced oxidation processes applied for the treatment of water pollutants defined in the recently launched Directive 2013/39/EU［J］. Environment International，2015，75：33- 51.

[170]

HE X X，de la CRUZ A A，DIONYSIOS D D，et al. Destruction of cyanobacterial toxin cylindrospermopsin by hydroxyl radicals and sulfate radicals using UV-254 nm activation of hydrogen peroxide，persulfate and peroxymonosulfate［J］. Journal of Photochemistry and Photobiology A：Chemistry，2013，251：160- 166.

[171]

ZHU C，FANG G，DIONYSIOU D D，et al. Efficient transformation of DDTs with persulfate activation by zero-valent iron nanoparticles：a mechanistic study［J］. Journal of Hazardous Materials，2016，316：232- 241.

[172]

QI C，YU G，HUANG J，et al. Activation of persulfate by modified drinking water treatment residuals for sulfamethoxazole degradation［J］. Chemical Engineering Journal，2018，353：490- 498.

[173]

BOCZKAJ G，FERNANDES A. Wastewater treatment by means of advanced oxidation processes at basic pH conditions：a review［J］. Chemical Engineering Journal，2017，320：608- 633.

[174]

FERNANDES A，MAKOŚ P，BOCZKAJ G. Treatment of bitumen post oxidative effluents by sulfate radicals based advanced oxidation processes（S-AOPs）under alkaline pH conditions［J］. Journal of Cleaner Production，2018，195：374- 384.

[175]

CHAI G D，XI H. P，QIAN Y S，et al. Performance optimization and mechanism of HMX degradation by Fenton oxidation method［J］. Journal of the Iranian Chemical Society，2025，22（5）：1009- 1018.

[176]

肖子杰. Co/PMS降解吩噻嗪类药物效能研究和预测模型及环境风险评估［D］. 哈尔滨：哈尔滨工业大学，2025.

XIAO Z J. Research on the degradation efficiency of Co/PMS on pyridazine-type drugs and prediction model as well as environmental risk assessment［D］. Harbin：Harbin Institute of Technology，2025.

[177]

ZHOU X Y，LIU J Y，SUN J J. Preparation of Co₃O₄/BiOCl composite material for photocatalytic degradation of trinitrotoluene wastewater［J］. Advanced Composites and Hybrid Materials，2024，7（6）：239.

[178]

班福忱，赵江浩. 类Fenton法处理含四环素废水研究现状及发展趋势［J］. 环境工程，2025，43（11）：1- 12.

BAN F C，ZHAO J H. Research and trend of Fenton-like treatment for tetracycline-containing wastewater［J］. Environmental Engineering，2025，43（11）：1- 12.

[179]

孙轶梅. 甲基甘氨酸二乙酸三钠增强的Fe³⁺-（光）类芬顿体系在中性条件下降解有机污染物的研究［D］. 长春：吉林大学，2024.

SUN Y M. Research on the degradation of organic pollutants by the Fe³⁺-（photocatalytic）fenton system enhanced by sodium dimethylglycinate triacetate under neutral conditions［D］. Changchun：Jilin University，2024.

[180]

LIOU M J，LU M C，CHEN J N. Oxidation of TNT by photo-Fenton process［J］. Chemosphere，2004，57（9）：1107- 1114.

[181]

WANG F，WU C，LI Q. Treatment of refractory organics in strongly alkaline dinitrodiazophenol wastewater with microwave irradiation-activated persulfate［J］. Chemosphere，2020，254，126773.

[182]

赵远哲. 钴单原子催化剂活化过硫酸盐去除水中富电子有机物［D］. 哈尔滨：哈尔滨工业大学，2025.

ZHAO Y Z. Cobalt monomer catalyst activates peroxodisulfate to remove electron-rich organic compounds from water［D］. Harbin：Harbin Institute of Technology，2025.

[183]

JI Y，LU J，WANG L，et al. Non-activated peroxymonosulfate oxidation of sulfonamide antibiotics in water：Kinetics，mechanisms，and implications for water treatment［J］. Water Research，2018，147：82- 90.

[184]

ZHOU H，LAI L，WAN Y，et al. Molybdenum disulfide（MoS₂）：a versatile activator of both peroxymonosulfate and persulfate for the degradation of carbamazepine［J］. Chemical Engineering Journal，2020，384：123264.

[185]

LU H，SUI M，YUAN B，et al. Efficient degradation of nitrobenzene by Cu-Co-Fe-LDH catalyzed peroxymonosulfate to produce hydroxyl radicals［J］. Chemical Engineering Journal，2019，357：140- 149.

[186]

吴耀国，焦剑，赵大为，等. 炸药废水处理的高级氧化技术［J］. 含能材料，2003，11（3）：166- 169.

WU Y G，JIAO J，ZHAO D W，et al. Advanced oxidation processes for treatment of waste watercontaminated by explosives［J］. Energetic Materials，2003，11（3）：166- 169.

[187]

蒋磊. 高浓度火炸药废水处理技术的研究［D］. 北京：北京理工大学，2016。

JIANG L. Research on treatment technology for high concentration pyrotechnic wastewater［D］. Beijing：Beijing Institute of Technology，2016.

[188]

吴耀国，惠林，赵大为，等. 金属锰催化臭氧化降解三硝基甲苯功效的实验研究［J］. 兵工学报，2006，27（2）：340- 342.

WU Y G，HUI L，ZHAO D W，et al. An experimental research of the removal TNT with manganese-catalyzed ozonation processes［J］. Acta Armamentarii，2006，27（2）：340- 342.

[189]

赵朝成，张英，赵东风. 超声/臭氧氧化处理含酚废水实验研究［J］. 油气田环境保护，2001，11（3）：36- 29.

ZHAO C C，ZHANG Y，ZHAO D F. Experimental study on treatment of wastewatercontaining nitrobenzene by ultrasound/ozone［J］. Environmental Protection of Oil& Gas Fields，2001，11（3）：36- 29.

[190]

颜海波，孙兴富. 电解和臭氧技术在染料废水处理中的实践［J］. 环境科学与管理，2006，31（7）：93- 95.

YAN H B，SUN X F. Application of electrolysis and ozone in the treatment of dyestuff wastewater［J］. Environmental Science and Management，2006，31（7）：93- 95.

[191]

WANG X，WANG X，HAO X，et al. Efficient adsorption and degradation of 2，4，6-trinitrotoluene by S-scheme CoFe₂O₄/ZnIn₂S₄ heterojunction with magnetic and photothermal effects［J］. Materials Today Chemistry，2025，47：102884.

[192]

LEE S J，SON H S，LEE H K，et al. Photocatalytic degradation of explosives contaminated water［J］. Water Science and Technology，2002，46（11/12）：139- 145.

[193]

艾翠玲. O₃、O₃/H₂O₂、O₃/H₂O₂/UV工艺降解炸药工业废水中RDX的试验研究［J］. 安全与环境工程，2013，20（1）：56- 59.

AI C L. Experimental study on the degradation of RDX in explosive industry wastewater using O₃、O₃/H₂O₂ and O₃/H₂O₂/UV［J］. Safety and Environmental Engineering，2013，20（1）：56- 59.

[194]

尚海茹，刘霞，冯长根. TNT、RDX 及 HMX 炸药废水处理技术综述［J］. 安全与环境工程，2013，13（6）：9- 14.

SHANG H R，LIU X，FENG C G. Research review on treating technologies for TNT，RDX and HMX explosive sewage［J］. Safety and Environmental Engineering，2013，13（6）：9- 14.

2026年第44卷第3期

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220

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doi: 10.13205/j.hjgc.202603002

接收时间：2025-11-27
首发时间：2026-06-25
出版时间：2026-03-22

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出版历史

收稿日期：2025-11-27
修回日期：2025-12-26
录用日期：2026-01-04

基金

作者信息

¹北京大学环境科学与工程学院，北京 100871

²河流生态系统全物质通量国家环境保护重点实验室，北京 100871

³水沙科学教育部重点实验室，北京 100871

⁴甘肃银光化学工业集团有限公司，甘肃白银 730900

通讯作者:

叶正芳（1965—），男，二级教授，主要研究方向为固定化微生物污水处理技术。yezhengfang101411@pku.edu.cn

李超（1993—），男，助理研究员，主要研究方向为生物电化学水处理与资源化。chaolihope@163.com

参考文献

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https://castjournals.cast.org.cn/joweb/hjgc/CN/10.13205/j.hjgc.202603002

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2种不同金属材料的力学参数

科 Family	属数 Number of genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)	属 Genus	种数 Number of species	占总种数比例 Percentage of total species (%)
鹅膏菌科Amanitaceae	2	11	5.26	鹅膏菌属 Amanita	10	4.78
小菇科 Mycenaceae	2	12	5.74	丝盖伞属 Inocybe	5	2.39
多孔菌科 Polyporaceae	8	14	6.70	蜡蘑属 Laccaria	5	2.39
红菇科 Russulaceae	3	23	11.00	小皮伞属 Marasmius	6	2.87
				小菇属 Mycena	11	5.26
				光柄菇属 Pluteus	5	2.39
				红菇属 Russula	17	8.13
				栓菌属 Trametes	5	2.39

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TxT

污/废水源	ρ（TN）	ρ（NH $4 +$ -N）	ρ（NO $3 -$ -N）	ρ（NO $2 -$ -N）	ρ（COD）	ρ（BOD）	ρ（TP）	pH值	参考文献
生活污水	城镇污水	25~100	14~77	—	—	140~675	—	1~10	6~9	[34]
农村污水	30~60	25~50	—	—	130~420	—	3~7	6~9	[35]
工业废水	化肥废水	—	796	—	—	240	—	—	9.4	[41]
聚酰胺石化	300	200	—	—	10000	4500	60~80	—	[42]
制药废水	9~60	5~40	—	—	300~700	20~100	1~4	—	[43]
食品加工	—	50	—	—	600	300	15	6~9	[44]
印染废水	200	150	—	—	20000	—	—	6~9	[45]
电镀废水	148	120	—	—	556	—	1056	6.6	[46]
化纤废水	190	90	—	—	700	320	—	—	[47]
味精废水	87	—	—	—	1724	—	—	8.5	[48]
农业废水	养牛废水	—	2576	—	—	46800	—	290	7.6	[36]
畜禽养殖	1200	700	—	—	10000	5500	—	6.9	[37]
淡水养殖	6~13	1~3	—	—	27~46	—	1~3	—	[38]
海水养殖	—	1~5	0~16	0~4	10~145	—	—	—	[49]
地表水	园区污染水	68~130	36~94	—	—	77~125	36~40	0~1	7~8	[50]
河道污染水	2	1	—	—	15	—	1	7~8	[51]
湖泊污染水	—	1~6	—	—	4~8	—	—	7~8	[39]
含能废水	硝基苯废水	58	1721	223	—	3.1	[52]
三硝基甲苯	70~90	290~340	—	—	7~8	[53]
二硝基甲苯(DNT)	400	3100	—	—	7.8	[54]
黑索金废水	10	—	—	—	—	[55]
奥克托今	7000	—	—	—	1.8	[56]
二硝基重氮酚	1050	1250			5	[57]
其他	垃圾渗滤液	3000	2900	10(NO $x -$ -N)	5500	—	12	8	[58]

污/废水源

ρ（TN）

ρ（NH

4 +

-N）

ρ（NO

3 -

-N）

ρ（NO

2 -

-N）

ρ（COD）

ρ（BOD）

ρ（TP）

pH值

参考文献

生活污水

城镇污水

25~100

14~77

—

140~675

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1~10

6~9

[34]

农村污水

30~60

25~50

—

130~420

—

3~7

6~9

[35]

工业废水

化肥废水

—

796

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聚酰胺石化

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制药废水

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食品加工

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印染废水

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电镀废水

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化纤废水

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味精废水

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农业废水

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畜禽养殖

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地表水

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河道污染水

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含能废水

硝基苯废水

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223

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三硝基甲苯

70~90

290~340

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二硝基甲苯(DNT)

400

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—

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[54]

黑索金废水

—

[55]

奥克托今

7000

—

1.8

[56]

二硝基重氮酚

1050

1250

[57]

其他

垃圾渗滤液

3000

2900

10(NO

x -

-N)

5500

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[58]

技术	原理	优势	劣势	文献
物理法	吹脱法	调节废水pH至碱性，利用吹脱气体将游离氨带出溶液	操作简便，效果稳定	仅去除氨氮，需调碱，产生二次污染氨气	[59,60]
吸附法	采用硅胶、沸石、树脂等作为吸附剂吸附去除含氮化合物	对氨氮去除效果好，价格友好	仅适合低浓度，树脂等再生成本高	[61]
电渗析法	电场驱动，利用半透膜截留水中含氮化合物，清除氮污染	高效，去除多种污染物，出水优	投资较高，能耗高，膜污染严重	[62]
化学法	折点加氯法	将Cl₂加入含氮废水，氧化含氮化合物为N₂	有效去除氨氮，兼具消毒，操作简单	氯耗大，产生消毒副产物，不适合高浓度	[63]
化学沉淀法	向含氮废水中加入Mg²⁺和PO $4 3 -$ ，生成磷酸铵镁	适合高氨氮废水，反应快，去除率高	药剂成本高，产生污泥，二次污染风险	[64,65]
湿式氧化法	高温高压下氧化剂与水中氮发生氧化反应，生成N₂和水	高效，完全氧化，无二次污染	能耗大，成本高，催化剂消耗大	[66]
超临界水氧化法	以超临界水为介质，氧化含氮有机物为CO₂、N₂、H₂O	高效，适应性强，同时脱氮除碳	操作条件苛刻，能耗高，副产物，成本高	[67,68]
生物法	活性污泥法	微生物代谢驱动氨氧化、硝化和反硝化，生成N₂	运行成本低，适应性强，操作简便	碳源依赖，工艺长，占地大，污泥量大	[69,70]
膜生物反应器	结合膜分离与微生物降解，降解有机质与含氮污染物	占地面积小，污染负荷高，出水优	膜污染严重，成本高，能耗大，操作复杂	[71,72]
生物滤池	滤床过滤和微生物代谢功能结合降解去除含氮污染物	效果稳定，能耗低，工艺简单	处理效果有限，堵塞，氮磷去除能力不足	[73,74]
厌氧氨氧化	厌氧氨氧化菌利用氨氮和亚硝酸盐生成N₂	不需要碳源，能耗低，污泥量少	启动周期长，运行条件苛刻，有机物抑制	[75,76]
人工湿地	利用湿地中微生物与植物的代谢作用，吸收代谢水中氮	生态友好，脱氮效果好，操作简单	占地面积大，受气候影响，管理要求高	[77]
电化学法	电化学氧化还原法	基于阳极氧化或阴极还原反应驱动含氮污染物转换	高效，选择性好，操作简单	电极损耗大，处理规模小，能源消耗高	[78,79]
微生物电化学技术	电化学反应协同电活性微生物代谢驱动氮转换	能耗低，适应不同负荷，成本低	微生物培养，脱氮速率低，规模化不足	[80,81]
电化学强化人工湿地	电化学反应协同微生物与植物作用共同驱动氮转换	低成本，低能耗，环境效益显著	仅适用低浓度场景，湿地植物管理	[82]
高级氧化	光催化氧化	光激发催化剂产生光电子与空穴，进而氧化还原含氮物质	绿色、可持续，适用多种污染物	光催化剂成本、稳定性存在挑战	[83]
臭氧催化氧化法	利用臭氧和催化剂共同作用氧化水中含氮污染物	氧化性强，降解高效彻底	催化剂成本高，能耗高，臭氧腐蚀性	[84,85]
Fenton/类Fenton 法	产生强氧化性·OH等，通过自由基活性氧等降解污染物	强氧化性，反应速率快，广谱性	需控制pH值，催化剂损失，药剂消耗大	[86,87]

技术

原理

优势

劣势

文献

物理法

吹脱法

调节废水pH至碱性，利用吹脱气体将游离氨带出溶液

操作简便，效果稳定

仅去除氨氮，需调碱，产生二次污染氨气

[59,60]

吸附法