生物法烟气脱硝工艺研究进展

徐梦蝶，王建芳,,3*，葛璟麟，薛瑢，陈佳琦

1.苏州科技大学环境科学与工程学院

2.苏州科技大学天平学院

3.城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室

氮氧化物（NOx）作为PM2.5和O3的前驱物，是引发光化学污染、酸雨、雾霾、臭氧层破坏等现象的重要因子，严重威胁人类健康和生态环境，已成为大气污染重要的控制指标之一[1]。NOx工业排放源主要来自于火力发电和燃煤工业锅炉[2]，其组分中NO 占95%左右，NO 的去除效能可作为评价烟气脱硝的可行性指标。现行NO 处理技术[3]以选择性催化还原（SCR）、选择性非催化还原（SNCR）、吸收、吸附为主，存在投资运行成本高、设备运行条件苛刻、氨逃逸的二次污染等缺点，尤其在处理气体流量大、浓度低的NOx时具有较大的局限性[4]。生物法脱硝具有工艺简单、清洁经济等优势，是燃煤烟气NOx处理的可持续发展方向。

笔者综述了生物法烟气脱硝技术的研究进展，重点介绍了络合吸收-生物还原（CABR）工艺的研究现状，探讨了生物还原过程的反应机理、强化策略，并综合讨论CABR 工艺存在的问题及解决措施，对生物法脱硝技术的发展方向进行展望。

生物法烟气脱硝基于微生物净化有机废气和微生物废水脱氮的理论，主要包括了传质反应和生化反应2 个过程[5]。笔者根据生物脱氮的原理对生物法烟气脱硝技术研究进展进行论述。

1.1 传统的生物法脱硝技术

传统的生物法脱硝，NOx由气相转移至液相或固液相表面，通过微生物或藻类的代谢转化，生成N2和有机质，主要分为硝化、反硝化、微藻同化以及厌氧氨氧化[6]等生化过程。

1.1.1 基于硝化反应的生物脱硝技术

基于硝化反应的生物脱硝是利用亚硝化菌在氧气作用下将NO 氧化为亚硝酸氮，再通过硝化菌的作用使亚硝酸盐转化为硝酸盐。

Davidova 等[7]首次在实验室规模的好氧生物滤池中证实了利用自养硝化菌的生物氧化作用去除NO 的可行性。利用硝化反应进行烟气脱硝的优势在于整个反应不会受到溶解氧和烟气中的氧气干扰，其关键是如何在缩短气体空床停留时间（EBRT）的同时提高NO 的去除率。有学者采用高炉矿渣[8]、碳泡沫[9]、熔岩、多孔碳[10]等填料进行试验，认为开发具有较大比表面积的生物填料以增大气液接触面积，可有效提高NO 去除效能。然而，NO 从气相扩散至液相是影响其去除效能限制性因素，且将烟气中的NOx氧化为亚硝酸盐或硝酸盐，只改变了污染物的存在形式，需要进一步深度脱氮。

1.1.2 基于反硝化的生物脱硝技术

基于反硝化的生物脱硝技术是通过异养反硝化作用（即分解代谢）使其转化为N2，同时有少量的NOx通过同化作用生成菌体中有机氮。相较于硝化法脱硝，反硝化生物脱硝产物为N2，更清洁环保，是理想的NOx废气净化途径。学者采用好氧硝化与缺氧反硝化结合的方式，削弱氧气的负面影响。Wei 等[11]利用高温硝化-反硝化与催化结合的催化膜生物膜反应器（TCMBR）处理生物质燃烧烟气中NOx，比较了在45、52 和60 ℃下的运行效果，连续180 d 的试验发现，温度升高有利于提高NO 去除率，60 ℃时NO 的去除率达94.5%。但该方法在菌种筛选和反应机理方面仍需深入研究。此外，该技术存在需要外加电子供体、释放温室气体（N2O）等缺陷，且仍未能从根本上解决NO 气液传质速率低、反应器效率低等问题。

1.1.3 基于厌氧氨氧化的生物脱硝技术

厌氧氨氧化脱硝是利用厌氧氨氧化菌将氨氮和NO 转化为联氨，联氨分解为N2，从而实现烟气脱硝。该技术可同步处理烟气中的NOx和废水中的氨氮。

Schmidt 等[12]采用Candidatus anacaoxidans为主的厌氧氨氧化菌处理浓度为600×10−6的NO 和100×10−6的NO2，微生物活性未受到抑制。彭锦玉[13]采用塔式生物滤池反应器，以火山岩填料作为生物膜载体，研究了进水氨氮浓度与进气NO 浓度对反应器脱硝性能的影响，证实了利用NO 进行厌氧氨氧化反应的可行性。由于厌氧氨氧化菌对厌氧环境要求严苛，实际烟气中氧气会对其代谢产生不利影响。有研究者采用硝化-厌氧氨氧化混培体系，通过硝化细菌和厌氧氨氧化菌的协同作用来削弱氧气的影响，确保脱硝效果[14]。目前，关于厌氧氨氧化应用于脱硝方面的研究不多，工艺条件优化、污染物去除率的影响因素等还有待深入研究。

1.1.4 基于微藻代谢的生物脱硝技术

基于微藻代谢的生物脱硝技术是在微藻培养过程中，以烟气中NOx作为氮源，进而转化为有价值的生物量和蛋白质，达到微藻烟气脱硝的目的[15]。有研究者认为，NO 通过扩散直接渗透到微藻中，作为氮源被细胞优先利用，部分NO 用作细胞合成蛋白质[16]。

NOx去除率取决于微藻物种、生物反应器和操作条件（如气体流速、pH、光强和温度等）。Yoshihara等[17]在4 L 长管状光生物反应器中培养出海洋微藻NOA-113，并证实其处理模拟烟道气中NO 和CO2的可行性。Nasage 等[18]在气泡塔型生物反应器中连续15 d 光照培养杜氏藻（Dunaliella tertiolecta），发现NO 去除率可达60%。当前，低能耗地收集细胞并循环使用培养液技术的开发（如固定藻技术[19]）成为该研究方向的热点之一。

微藻烟气脱硝技术因具有经济效益高、社会效益好、操作方便和绿色环保等优势得到了广泛的研究与推广，但在光生物反应器优化、曝气方式改进、机理以及效能优化方面还有待深入探究。

综上所述，典型生物脱硝技术优缺点总结见表1。

表1 不同脱硝技术优缺点及适用性对比Table 1 Comparison of advantages,disadvantages and applicability of different denitrification technologies

应用最广泛的基于反硝化原理的生物脱硝技术，由于NO 较高的亨利系数限制了其气液传质速率，难以达到很高的处理效率。因此，提升NO 传质方式是生物法脱硝工业化应用的重要环节，化学吸收结合生物降解工艺已成为生物脱硝重要的研究方向之一。

1.2 化学吸收结合生物降解的工艺（BioDeNOx）

化学吸收结合生物降解工艺（BioDeNOx）是先利用化学吸收剂对NO 进行吸收，再经过生物降解将吸收产物彻底脱硝，有效提高了NO 的气液传质效率，已成为生物法烟气脱硝的研究热点[20]。BioDeNOx工艺的关键取决于吸收效率和微生物的还原效能，因此相关的工艺参数和理化条件也是重要影响因素。

1.2.1 化学吸收剂的选择

化学吸收主要有氧化吸收、络合吸收。氧化吸收在一定程度上解决了NO 传质效率低和NOx吸收产物处理困难的问题，但也存在需额外投加催化剂、碱液吸收剂有待优化等缺点，污染物去除机理和运行参数等仍需系统探究。有研究者构建氧化吸收-生物还原（OABR）体系对烟气进行选择性催化氧化，再通过碱液NaHCO3吸收NOx，并采用微生物同化和反硝化作用彻底降解吸收产物。在NOx氧化比为50%的条件下，NOx去除率可达到98.8%[21]。

当前，化学吸收以络合吸收为主，金属螯合剂的选择是研究重点。Schneppensieper 等[22]对多种氨基多羧酸类配体FeⅡ(L)NO(其中L 为EDTA、HEDTRA、NTA、TTHA、MIDA 和DTPA)形成和分解速率进行对比研究，发现Fe(Ⅱ)EDTA 络合NO 能力最强。张先龙等[23]采用Fe(Ⅱ)EDTA 络合吸收NO 之后再以Na2SO3还原，考察了制备参数和初始条件对于吸收效能的影响。由于烟气中的O2会使得部分吸收液被氧化成为Fe(Ⅲ)EDTA，从而失去NO 络合能力，影响吸收剂的利用和再生效率。为此，研究者提出用钴、钌等金属代替铁，用六胺、NTA、组氨酸和酚类化合物取代配体EDTA，但这些络合吸收剂并不适合工业化应用。有学者探索不同摩尔比的Fe(Ⅱ)Cit/Fe(Ⅱ)EDTA 混合吸收剂对脱硝效果的影响，发现摩尔比为3 左右，脱硝效率高，运行成本较低，然而该系统并不适用于高NO 浓度及相对较短的EBRT 环境[24]。因此，Fe(Ⅱ)EDTA 仍被认为是湿法烟气脱硝理想的络合吸收剂。开发吸收容量大、传质效率高、价格低廉的新型络合吸收剂仍需进一步深入研究。

1.2.2 生物降解工艺改进

按生物降解阶段反应原理不同，BioDeNOx工艺可分为AnammoxDeNOx、Fungi-based BioDeNOx、吸收-生物还原（CABR）、氧化吸收-生物还原（OABR）等，典型工艺的反应器类型和脱硝性能见表2。

表2 不同生物脱硝工艺运行参数和性能Table 2 Operational parameters and performance of different biological denitrification processes

CABR 烟气脱硝工艺可以显著提高NO 的去除率，但由于烟气中有氧气存在，Fe(Ⅱ)EDTA 容易被氧化生成Fe(Ⅲ)EDTA，丧失络合NO 的能力[28]，使得体系相对较复杂，因此研究者在菌种筛选、反应器优化和机理探究方面开展了长期深入研究，形成了高效的工艺路线。

2.1 工艺原理

CABR 法是指以Fe(Ⅱ)EDTA 作为络合吸收剂，吸收烟气中NO 生成Fe(Ⅱ)EDTA-NO，通过微生物的反硝化作用将络合态NO 还原生成N2，再生后的Fe(Ⅱ)EDTA 可以循环利用。由于烟气中O2的存在，部分Fe(Ⅱ)EDTA 会被氧化生成Fe(Ⅲ)EDTA，可通过铁还原菌再生。在CABR 生物还原段，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 和Fe(Ⅲ)EDTA 均需被还原，从而实现吸收剂的循环利用和NOx的连续脱除。该方法有效解决了NO 低传质效率和亚铁络合物无法循环再生的缺陷。其基本原理如图1，具体反应路径如下。

图1 CABR 法原理[29]Fig.1 Principle of complexation absorption-biological reduction method

（1）NO 的络合吸收及吸收剂的氧化：

（2）络合产物还原及吸收剂再生：

2.2 还原机制及电子供体

2.2.1 Fe(Ⅱ)EDTA-NO 生物还原机制及电子供体

Fe(Ⅱ)EDTA-NO 生物还原是CABR 体系的重要步骤，不仅决定整个体系的烟气脱硝速率（由NO 转化为N2），也影响络合剂循环再生效率。van der Maas 等[30]认为络合态NO 还原是以N2O 为中间产物，最终生成N2。Zhang 等[31]研究了以葡萄糖和Fe(Ⅱ)EDTA 作为电子供体，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 还原过程的物料平衡，结果表明，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 完全被还原后，无氨、亚硝酸盐或硝酸盐的积累，进一步证实络合态NO 的还原是以N2O 为中间产物。具体反应路径如下：

关于Fe(Ⅱ)EDTA-NO 生物还原过程电子供体的优先利用问题，学者展开了大量深入的研究。Kumaraswamy 等[32]发现乙醇、乙酸盐和Fe(Ⅱ)EDTA均可作为电子供体，将Fe(Ⅱ)EDTA-NO 还原为N2和Fe(Ⅱ)EDTA。这也符合传统观点对于异养反硝化过程的认知，即添加葡萄糖、甲酸、乙醇、乙酸等有机物作为电子供体，相较于无机物往往会产生更大能量，被认为是反硝化过程中的理想电子供体。van der Maas 等[30]发现，无论反应体系中是否添加有机质，在Fe(Ⅱ)EDTA-NO 还原过程中，Fe(Ⅱ)EDTA是优先被利用的电子供体。究其原因，可能是由于反应器中以异化能自养型反硝化菌做主导，但这一解释受限于当时生物检测水平，并无种群结构等实际分析数据支撑。Zhang 等[31]考察了异养反硝化菌对有机物和Fe(Ⅱ)EDTA 作为电子供体的反硝化效能，发现该过程中葡萄糖和Fe(Ⅱ)EDTA 可同时作为电子供体，葡萄糖占比84%，为优先利用的电子供体。

综上，对于Fe(Ⅱ)EDTA-NO 的生物还原路径已基本明确。但在CABR 体系中，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 生物还原过程的优先利用电子供体问题尚有争议，需进一步探究。

2.2.2 Fe(Ⅲ)EDTA 的生物还原机制及电子供体

Fe(Ⅲ)EDTA 作为Fe(Ⅱ)EDTA 络合吸收副产物，不再具有络合吸收NO 的能力，其生成与还原是CABR 体系的限制性步骤[33]，探究Fe(Ⅲ)EDTA 生物还原机制对于络合液的循环再生至关重要。

目前，对于Fe(Ⅲ)EDTA 的还原机理还处于探索阶段。大部分学者认为Fe(Ⅲ)EDTA 的还原是一个生物还原过程，酶促反应起主要作用。有部分学者认为在Fe(Ⅲ)EDTA 的还原过程中存在中间电子传输体。此外，学者们对Fe(Ⅲ)EDTA 在生物还原过程中的电子供体来源展开了不同的研究。van der Maas等[34]研究表明，乙醇、乙酸、甲醇都可以作为Fe(Ⅲ)EDTA 生物还原的电子供体，但游离态EDTA会使得Fe(Ⅲ)EDTA 的还原受到抑制。Zhou 等[35]认为葡萄糖是FD-3 菌株还原Fe(Ⅲ)EDTA 最有效的电子供体。关于硫化合物对Fe(Ⅲ)EDTA 的还原过程作用存在争议。van der Maas 等[30]发现，在体系中加入0.25 mmol/L 的硫化物可使还原速率提高3倍，提出硫化物可作为电子传输体参与Fe(Ⅲ)EDTA 还原过程。然而，Dong 等[36]发现，硫酸盐对Fe(Ⅲ)EDTA的还原速率和细胞生长产生抑制，归因于直接或间接的微生物毒性。Zhou 等[35]研究发现，硫酸盐和Fe(Ⅲ)EDTA 对Fe(Ⅱ)EDTA-NO 还原没有影响，但硫酸盐可增强Fe(Ⅲ)EDTA 还原效率。

Fe(Ⅱ)EDTA-NO 和Fe(Ⅲ)EDTA 体系中各组分间的竞争抑制关系较为复杂。有研究表明，Fe(Ⅱ)EDTANO 不仅抑制了铁还原细菌菌株的生长速率，而且还抑制了Fe(Ⅲ)EDTA 的还原速率[37]。Li 等[38]也证实了这一观点，当Fe(Ⅱ)EDTA-NO 浓度达到3.7 mmol/L时，铁还原菌（FR-2）细胞生长几乎完全停止。铁还原菌种类不同，作为电子供体优先利用的有机碳源种类也会不同。Li 等[39]发现，反硝化副球菌还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO 时，该菌株不仅能用葡萄糖作为电子供体还原Fe(Ⅲ)EDTA，其分泌物还与Fe(Ⅲ)EDTA反应，导致溶液中Fe(Ⅱ)EDTA 的浓度增加。

综上可 知，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 和Fe(Ⅲ)EDTA 的生物还原效率对整个系统起着关键作用，如何引入更为合理有效的电子供体，对该过程进行机理和效能研究，同时探明体系中电子供体竞争与抑制关系，将为CABR 工艺的研发提供重要支撑。

2.3 CABR 工艺所面临的关键问题

2.3.1 反应器优化升级

相对于传统活性污泥装置操作繁琐、污泥增殖量大、适应性差等问题，生物膜法性能稳定，适应性好，操作相对简便，因此CABR 工艺的开发研究集中在生物膜反应体系，实现同步铁还原和NOx还原。研究者先后将喷射环流生物反应器、生物过滤器[40]、生物填料塔、生物转鼓反应器（rotating drum biofilter，RDB）、中空纤维膜反应器用于生物脱硝。反应器改良过程致力于提高气液接触面积，改进气液传质效率。表3 为基于CABR 工艺的不同生物反应器脱硝性能。

表3 基于CABR 工艺的不同生物反应器的运行参数与脱硝性能对比Table 3 Comparison of operation parameters and denitrification performance of different bioreactor based on CABR process

生物反应器主要有一体式和两级式。相较于一体式，两级式生物反应器菌群与烟气不直接接触，有效避免了烟气中有毒成分及氧气对于微生物的毒害作用，可承受更高的脱硝负荷和脱氮效率。传统的喷射环流生物反应器、生物滤池由于固定填料中生物膜过度生长，易引起床层堵塞、气体窜流和压降过大等问题[44]。用低密度的悬浮载体替代固定填充物，可有效避免上述问题，并一定程度上提高了反应器中的生物量。RDB 能有效解决污染负荷、生物量、营养液等分布不均匀的问题，大幅改进生物富集度，提高反应器负荷，有效减小反应器体积。

为了提高CABR 体系的抗氧化性和还原速率，学者们开发出电化学联合络合吸收-电极生物膜反应器集成系统（CABER）[45]。电极生物膜将生物膜技术与电化学技术相结合，在阴极产生氢气，可作为电子供体，同时通过外加电源，提供电极与微生物膜间的电子驱动力，从而强化微生物还原。

在CABER 体系中，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 主要通过Fe(Ⅱ)辅助的自养反硝化作用被还原。关于Fe(Ⅲ)EDTA还原机理，如图2 所示，主要有直接还原和间接还原2 种不同观点。间接生物还原理论认为，Fe(Ⅲ)EDTA以阴极产生的氢气为主要的电子供体，葡萄糖作为碳源，二者呈现协同效应[46]。目前关于这一理论缺乏对阴极电势的监测，氢气的储存和释放缺乏数据支撑。另一观点认为，直接电子转移是Fe(Ⅲ)EDTA还原的主要机理，微生物可直接利用阴极电子进行Fe(Ⅲ)的还原，此过程中可能存在细胞色素c 以及细菌纳米导线等电子传递结构[47]。

图2 微生物电化学还原过程[48]Fig.2 Electrochemical reduction process of microorganisms

CABER 工艺大幅提升了NOx去除负荷、Fe(Ⅲ)EDTA 的还原速率和反应器对氧气的耐受度。从该项技术产业化应用角度，需开发嵌入式大表面积电极以及改良电极材料，降低能耗，以满足大烟气流量的要求。此外，还需进一步深入探究电子传递动力学及强化生物还原过程的电化学机理。

2.3.2 菌种筛选与培养

在CABR 体系中，参与生物还原阶段的微生物主要包括反硝化脱氮菌和铁还原菌。学者主要从菌种筛选和培养方式优化2 个方面展开了深入研究。

功能菌种主要来源于活性污泥和厌氧生物反应器中，目前的研究主要集中在高效脱硝菌和铁还原菌的分离和培养。Kumaraswamy 等[49]在连续搅拌厌氧生物反应器中以乙醇作为电子供体，富集培养出脱氮菌KT-1 和铁还原菌Paracoccus ferrooxidans。Dong 等[36]从活性污泥中筛选出1 株还原硝酸盐氧化硫化副球菌ZGL1 菌株，证实该菌株可将葡萄糖和Fe(Ⅱ)EDTA 作为电子供体还原Fe(Ⅱ)EDTANO。Dong 等[50]从污水处理厂的活性污泥中分离纯化到Fe(Ⅲ)还原菌Escherichia coliFR-2 和脱氮菌Pseudomonassp.DN-2，并通过富集培养，证实其在高NO 浓度下，对NO 去除率可达90%左右。

功能菌群的驯化培养方式，主要包括纯菌和混合菌群培养。纯菌培养条件的CABR 体系，NO 去除率较高，但对试验条件和操作条件严格，尚不具备工业化条件。相比之下，混合培养的微生物多样性及功能菌有良好的应用前景，微生物群落结构稳定、底物利用率高、培养条件更易控制，且抗冲击力强。李梅芳[51]采用了两级式CABR 反应器，同时接种了铁还原和反硝化混合菌群，将填料挂膜时间从65 d缩短至15 d，为提升脱硝效率与实现吸收剂再生提供了保证。陈浚等[52]分析了生物转鼓过滤器（RDB）生物脱硝体系中微生物多样性，发现RDB 中存在16 种优势菌，并且沿填料径向不同位置细菌群落结构具有较高相似性。

综上，菌种筛选与培养方面的研究需要解决以下2 点：1）加强对菌种分离与筛选，选育高效脱氮菌，驯化培养可同时进行铁还原和反硝化的高效菌群；
2）优化培养方式，探索功能菌的高效驯化培养路径，为CABR 体系的工业化应用奠定基础。

2.3.3 影响因素探究

2.3.3.1 运行工况及工艺参数

反应器的运行效能与工艺参数和运行条件密切相关。林建国等[53]采用混合功能菌构建了稳定的生物还原耦合化学吸收体系，探究了不同工况和工艺参数（包括碳源量、菌体接种量、温度和pH）对系统NO 去除率的影响，发现菌种接种量为150 mg/L、pH 在4～7、温度在30～40 ℃时，微生物能高效还原Fe(Ⅱ)EDTA-NO 和Fe(Ⅲ)EDTA。Li 等[54]发现，生物滤池系统生物膜中总胞外聚合物（EPS）含量与NO 去除率之间有很强的相关性，可将EPS 用于生物滤池的控制指标。运行工况和工艺参数的优化，可为CABR 装置的工业设计和操作提供理论依据。

2.3.3.2 EDTA 的降解

在CABR 的长期运行中，EDTA 会发生降解损耗，易生成游离铁盐，降低NO 的络合吸收效率。EDTA 降解的原因主要是化学氧化和生物降解[41]。因此，探究EDTA 降解速率并找寻合适的Fe2+/EDTA 摩尔比，对于延长吸收液的使用时间，提高其循环利用率是至关重要的。

Li 等[39]研究发现，Fe(Ⅱ)/EDTA 摩尔比为1∶1时，Fe(Ⅲ)EDTA 的还原率最高。殷祥男等[55]在喷淋脱硝体系中研究证实，吸收液处于弱酸或弱碱条件下Fe(Ⅱ)EDTA 浓度最高，Fe2+与EDTA 摩尔比为3∶2 时脱硝效率最高。Li 等[56]在生物滤池中探究FeEDTA〔Fe（Ⅲ）/Fe(Ⅱ)-EDTA〕转化的途径，发现FeEDTA 转化涉及铁沉淀和EDTA 降解，EDTA 的浓度决定了NO 的去除率。因此，适当提高Fe2+与EDTA 摩尔比，有助于从沉淀物中回收铁，提高Fe(Ⅱ)EDTA 的循环再生速率。

2.3.3.3 优化有机碳源投加，减少N2O 生成

绝大部分反硝化菌属异养微生物，需要外加有机碳源来实现反硝化。当有机物为限制底物时，易造成温室气体N2O 的积累[57]。Chen 等[58]采用数学模型来评估和预测N2O 的积累，研究了C/N、电子供体和亚硫酸盐浓度等参数对N2O 累积的影响。结果表明，高C/N（2.4）、充足的电子供体、低亚硫酸盐浓度均可抑制N2O 积累。另外，相较于无机电子供体〔Fe(Ⅱ)EDTA〕，有机电子供体（葡萄糖等）更有利于促进微生物代谢，有效抑制N2O 的积累。

除了提供充足合理的外加有机碳源外，可将NO 废气与有机碳废水生物处理相结合，以废治废同步实现水气共治。Xie 等[59]证实了在生物滤池中实现同步脱硝和处理工业废水中有机物的可行性，优化了溶液的初始pH 和气液比的操作参数。Razaviarani等[60]在中空纤维膜（HFM）生物反应器中，利用膜均匀布气提高NO 的气液传质速率，以有机废水作电子供体，当进气NO 浓度为500×10−6时，NO 去除率高达92%。

生物法烟气脱硝是经济、可持续的NO 处理技术。相比于其他生物脱硝方法，基于反硝化的脱硝技术NO 去除率较高，应用较为广泛。BioDeNOx技术有效突破NO 气液传质的限制，是有前景的生物脱硝技术，其中CABR 体系在菌种选育、还原机理探究和反应器优化方面均有较深入的探究。当前，生物法烟气脱硝系统需要进一步开展如下研究。

（1）通过反应器改进和功能微生物培养，削减O2的影响，实现高O2浓度、高气量条件下的高效烟气脱硝。

（2）烟气吸收液组分影响生物还原效能，考察烟气吸收液各组分之间的协同与竞争、抑制关系，对提升还原效率、揭示吸收还原反应机理尤为重要。

（3）CABR 工艺利用微生物还原再生具有副产物少、无二次污染的明显优势。关于CABER 的还原机理和影响因素探究还需深入，以期提高处理效能。将废气脱硝与资源化（如微藻工艺、Anammox DeNOx等）相结合，是值得研究的课题。