生物法煙氣脫硝工藝研究進展

徐夢蝶，王建芳,,3*，葛璟麟，薛瑢，陳佳琦

1.蘇州科技大學環境科學與工程學院

2.蘇州科技大學天平學院

3.城市生活污水資源化利用技術國家地方聯合工程實驗室

氮氧化物（NOx）作為PM2.5和O3的前驅物，是引發光化學污染、酸雨、霧霾、臭氧層破壞等現象的重要因子，嚴重威脅人類健康和生態環境，已成為大氣污染重要的控制指標之一[1]。NOx工業排放源主要來自于火力發電和燃煤工業鍋爐[2]，其組分中NO 占95%左右，NO 的去除效能可作為評價煙氣脫硝的可行性指標。現行NO 處理技術[3]以選擇性催化還原（SCR）、選擇性非催化還原（SNCR）、吸收、吸附為主，存在投資運行成本高、設備運行條件苛刻、氨逃逸的二次污染等缺點，尤其在處理氣體流量大、濃度低的NOx時具有較大的局限性[4]。生物法脫硝具有工藝簡單、清潔經濟等優勢，是燃煤煙氣NOx處理的可持續發展方向。

筆者綜述了生物法煙氣脫硝技術的研究進展，重點介紹了絡合吸收-生物還原（CABR）工藝的研究現狀，探討了生物還原過程的反應機理、強化策略，并綜合討論CABR 工藝存在的問題及解決措施，對生物法脫硝技術的發展方向進行展望。

1 生物法煙氣脫硝技術

生物法煙氣脫硝基于微生物凈化有機廢氣和微生物廢水脫氮的理論，主要包括了傳質反應和生化反應2 個過程[5]。筆者根據生物脫氮的原理對生物法煙氣脫硝技術研究進展進行論述。

1.1 傳統的生物法脫硝技術

傳統的生物法脫硝，NOx由氣相轉移至液相或固液相表面，通過微生物或藻類的代謝轉化，生成N2和有機質，主要分為硝化、反硝化、微藻同化以及厭氧氨氧化[6]等生化過程。

1.1.1 基于硝化反應的生物脫硝技術

基于硝化反應的生物脫硝是利用亞硝化菌在氧氣作用下將NO 氧化為亞硝酸氮，再通過硝化菌的作用使亞硝酸鹽轉化為硝酸鹽。

Davidova 等[7]首次在實驗室規模的好氧生物濾池中證實了利用自養硝化菌的生物氧化作用去除NO 的可行性。利用硝化反應進行煙氣脫硝的優勢在于整個反應不會受到溶解氧和煙氣中的氧氣干擾，其關鍵是如何在縮短氣體空床停留時間（EBRT）的同時提高NO 的去除率。有學者采用高爐礦渣[8]、碳泡沫[9]、熔巖、多孔碳[10]等填料進行試驗，認為開發具有較大比表面積的生物填料以增大氣液接觸面積，可有效提高NO 去除效能。然而，NO 從氣相擴散至液相是影響其去除效能限制性因素，且將煙氣中的NOx氧化為亞硝酸鹽或硝酸鹽，只改變了污染物的存在形式，需要進一步深度脫氮。

1.1.2 基于反硝化的生物脫硝技術

基于反硝化的生物脫硝技術是通過異養反硝化作用（即分解代謝）使其轉化為N2，同時有少量的NOx通過同化作用生成菌體中有機氮。相較于硝化法脫硝，反硝化生物脫硝產物為N2，更清潔環保，是理想的NOx廢氣凈化途徑。學者采用好氧硝化與缺氧反硝化結合的方式，削弱氧氣的負面影響。Wei 等[11]利用高溫硝化-反硝化與催化結合的催化膜生物膜反應器（TCMBR）處理生物質燃燒煙氣中NOx，比較了在45、52 和60 ℃下的運行效果，連續180 d 的試驗發現，溫度升高有利于提高NO 去除率，60 ℃時NO 的去除率達94.5%。但該方法在菌種篩選和反應機理方面仍需深入研究。此外，該技術存在需要外加電子供體、釋放溫室氣體（N2O）等缺陷，且仍未能從根本上解決NO 氣液傳質速率低、反應器效率低等問題。

1.1.3 基于厭氧氨氧化的生物脫硝技術

厭氧氨氧化脫硝是利用厭氧氨氧化菌將氨氮和NO 轉化為聯氨，聯氨分解為N2，從而實現煙氣脫硝。該技術可同步處理煙氣中的NOx和廢水中的氨氮。

Schmidt 等[12]采用Candidatus anacaoxidans為主的厭氧氨氧化菌處理濃度為600×10?6的NO 和100×10?6的NO2，微生物活性未受到抑制。彭錦玉[13]采用塔式生物濾池反應器，以火山巖填料作為生物膜載體，研究了進水氨氮濃度與進氣NO 濃度對反應器脫硝性能的影響，證實了利用NO 進行厭氧氨氧化反應的可行性。由于厭氧氨氧化菌對厭氧環境要求嚴苛，實際煙氣中氧氣會對其代謝產生不利影響。有研究者采用硝化-厭氧氨氧化混培體系，通過硝化細菌和厭氧氨氧化菌的協同作用來削弱氧氣的影響，確保脫硝效果[14]。目前，關于厭氧氨氧化應用于脫硝方面的研究不多，工藝條件優化、污染物去除率的影響因素等還有待深入研究。

1.1.4 基于微藻代謝的生物脫硝技術

基于微藻代謝的生物脫硝技術是在微藻培養過程中，以煙氣中NOx作為氮源，進而轉化為有價值的生物量和蛋白質，達到微藻煙氣脫硝的目的[15]。有研究者認為，NO 通過擴散直接滲透到微藻中，作為氮源被細胞優先利用，部分NO 用作細胞合成蛋白質[16]。

NOx去除率取決于微藻物種、生物反應器和操作條件（如氣體流速、pH、光強和溫度等）。Yoshihara等[17]在4 L 長管狀光生物反應器中培養出海洋微藻NOA-113，并證實其處理模擬煙道氣中NO 和CO2的可行性。Nasage 等[18]在氣泡塔型生物反應器中連續15 d 光照培養杜氏藻（Dunaliella tertiolecta），發現NO 去除率可達60%。當前，低能耗地收集細胞并循環使用培養液技術的開發（如固定藻技術[19]）成為該研究方向的熱點之一。

微藻煙氣脫硝技術因具有經濟效益高、社會效益好、操作方便和綠色環保等優勢得到了廣泛的研究與推廣，但在光生物反應器優化、曝氣方式改進、機理以及效能優化方面還有待深入探究。

綜上所述，典型生物脫硝技術優缺點總結見表1。

表1 不同脫硝技術優缺點及適用性對比Table 1 Comparison of advantages,disadvantages and applicability of different denitrification technologies

應用最廣泛的基于反硝化原理的生物脫硝技術，由于NO 較高的亨利系數限制了其氣液傳質速率，難以達到很高的處理效率。因此，提升NO 傳質方式是生物法脫硝工業化應用的重要環節，化學吸收結合生物降解工藝已成為生物脫硝重要的研究方向之一。

1.2 化學吸收結合生物降解的工藝（BioDeNOx）

化學吸收結合生物降解工藝（BioDeNOx）是先利用化學吸收劑對NO 進行吸收，再經過生物降解將吸收產物徹底脫硝，有效提高了NO 的氣液傳質效率，已成為生物法煙氣脫硝的研究熱點[20]。BioDeNOx工藝的關鍵取決于吸收效率和微生物的還原效能，因此相關的工藝參數和理化條件也是重要影響因素。

1.2.1 化學吸收劑的選擇

化學吸收主要有氧化吸收、絡合吸收。氧化吸收在一定程度上解決了NO 傳質效率低和NOx吸收產物處理困難的問題，但也存在需額外投加催化劑、堿液吸收劑有待優化等缺點，污染物去除機理和運行參數等仍需系統探究。有研究者構建氧化吸收-生物還原（OABR）體系對煙氣進行選擇性催化氧化，再通過堿液NaHCO3吸收NOx，并采用微生物同化和反硝化作用徹底降解吸收產物。在NOx氧化比為50%的條件下，NOx去除率可達到98.8%[21]。

當前，化學吸收以絡合吸收為主，金屬螯合劑的選擇是研究重點。Schneppensieper 等[22]對多種氨基多羧酸類配體FeⅡ(L)NO(其中L 為EDTA、HEDTRA、NTA、TTHA、MIDA 和DTPA)形成和分解速率進行對比研究，發現Fe(Ⅱ)EDTA 絡合NO 能力最強。張先龍等[23]采用Fe(Ⅱ)EDTA 絡合吸收NO 之后再以Na2SO3還原，考察了制備參數和初始條件對于吸收效能的影響。由于煙氣中的O2會使得部分吸收液被氧化成為Fe(Ⅲ)EDTA，從而失去NO 絡合能力，影響吸收劑的利用和再生效率。為此，研究者提出用鈷、釕等金屬代替鐵，用六胺、NTA、組氨酸和酚類化合物取代配體EDTA，但這些絡合吸收劑并不適合工業化應用。有學者探索不同摩爾比的Fe(Ⅱ)Cit/Fe(Ⅱ)EDTA 混合吸收劑對脫硝效果的影響，發現摩爾比為3 左右，脫硝效率高，運行成本較低，然而該系統并不適用于高NO 濃度及相對較短的EBRT 環境[24]。因此，Fe(Ⅱ)EDTA 仍被認為是濕法煙氣脫硝理想的絡合吸收劑。開發吸收容量大、傳質效率高、價格低廉的新型絡合吸收劑仍需進一步深入研究。

1.2.2 生物降解工藝改進

按生物降解階段反應原理不同，BioDeNOx工藝可分為AnammoxDeNOx、Fungi-based BioDeNOx、吸收-生物還原（CABR）、氧化吸收-生物還原（OABR）等，典型工藝的反應器類型和脫硝性能見表2。

表2 不同生物脫硝工藝運行參數和性能Table 2 Operational parameters and performance of different biological denitrification processes

CABR 煙氣脫硝工藝可以顯著提高NO 的去除率，但由于煙氣中有氧氣存在，Fe(Ⅱ)EDTA 容易被氧化生成Fe(Ⅲ)EDTA，喪失絡合NO 的能力[28]，使得體系相對較復雜，因此研究者在菌種篩選、反應器優化和機理探究方面開展了長期深入研究，形成了高效的工藝路線。

2 CABR 工藝的研究現狀

2.1 工藝原理

CABR 法是指以Fe(Ⅱ)EDTA 作為絡合吸收劑，吸收煙氣中NO 生成Fe(Ⅱ)EDTA-NO，通過微生物的反硝化作用將絡合態NO 還原生成N2，再生后的Fe(Ⅱ)EDTA 可以循環利用。由于煙氣中O2的存在，部分Fe(Ⅱ)EDTA 會被氧化生成Fe(Ⅲ)EDTA，可通過鐵還原菌再生。在CABR 生物還原段，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 和Fe(Ⅲ)EDTA 均需被還原，從而實現吸收劑的循環利用和NOx的連續脫除。該方法有效解決了NO 低傳質效率和亞鐵絡合物無法循環再生的缺陷。其基本原理如圖1，具體反應路徑如下。

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

（1）NO 的絡合吸收及吸收劑的氧化：

（2）絡合產物還原及吸收劑再生：

2.2 還原機制及電子供體

2.2.1 Fe(Ⅱ)EDTA-NO 生物還原機制及電子供體

Fe(Ⅱ)EDTA-NO 生物還原是CABR 體系的重要步驟，不僅決定整個體系的煙氣脫硝速率（由NO 轉化為N2），也影響絡合劑循環再生效率。van der Maas 等[30]認為絡合態NO 還原是以N2O 為中間產物，最終生成N2。Zhang 等[31]研究了以葡萄糖和Fe(Ⅱ)EDTA 作為電子供體，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 還原過程的物料平衡，結果表明，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 完全被還原后，無氨、亞硝酸鹽或硝酸鹽的積累，進一步證實絡合態NO 的還原是以N2O 為中間產物。具體反應路徑如下：

關于Fe(Ⅱ)EDTA-NO 生物還原過程電子供體的優先利用問題，學者展開了大量深入的研究。Kumaraswamy 等[32]發現乙醇、乙酸鹽和Fe(Ⅱ)EDTA均可作為電子供體，將Fe(Ⅱ)EDTA-NO 還原為N2和Fe(Ⅱ)EDTA。這也符合傳統觀點對于異養反硝化過程的認知，即添加葡萄糖、甲酸、乙醇、乙酸等有機物作為電子供體，相較于無機物往往會產生更大能量，被認為是反硝化過程中的理想電子供體。van der Maas 等[30]發現，無論反應體系中是否添加有機質，在Fe(Ⅱ)EDTA-NO 還原過程中，Fe(Ⅱ)EDTA是優先被利用的電子供體。究其原因，可能是由于反應器中以異化能自養型反硝化菌做主導，但這一解釋受限于當時生物檢測水平，并無種群結構等實際分析數據支撐。Zhang 等[31]考察了異養反硝化菌對有機物和Fe(Ⅱ)EDTA 作為電子供體的反硝化效能，發現該過程中葡萄糖和Fe(Ⅱ)EDTA 可同時作為電子供體，葡萄糖占比84%，為優先利用的電子供體。

綜上，對于Fe(Ⅱ)EDTA-NO 的生物還原路徑已基本明確。但在CABR 體系中，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 生物還原過程的優先利用電子供體問題尚有爭議，需進一步探究。

2.2.2 Fe(Ⅲ)EDTA 的生物還原機制及電子供體

Fe(Ⅲ)EDTA 作為Fe(Ⅱ)EDTA 絡合吸收副產物，不再具有絡合吸收NO 的能力，其生成與還原是CABR 體系的限制性步驟[33]，探究Fe(Ⅲ)EDTA 生物還原機制對于絡合液的循環再生至關重要。

目前，對于Fe(Ⅲ)EDTA 的還原機理還處于探索階段。大部分學者認為Fe(Ⅲ)EDTA 的還原是一個生物還原過程，酶促反應起主要作用。有部分學者認為在Fe(Ⅲ)EDTA 的還原過程中存在中間電子傳輸體。此外，學者們對Fe(Ⅲ)EDTA 在生物還原過程中的電子供體來源展開了不同的研究。van der Maas等[34]研究表明，乙醇、乙酸、甲醇都可以作為Fe(Ⅲ)EDTA 生物還原的電子供體，但游離態EDTA會使得Fe(Ⅲ)EDTA 的還原受到抑制。Zhou 等[35]認為葡萄糖是FD-3 菌株還原Fe(Ⅲ)EDTA 最有效的電子供體。關于硫化合物對Fe(Ⅲ)EDTA 的還原過程作用存在爭議。van der Maas 等[30]發現，在體系中加入0.25 mmol/L 的硫化物可使還原速率提高3倍，提出硫化物可作為電子傳輸體參與Fe(Ⅲ)EDTA 還原過程。然而，Dong 等[36]發現，硫酸鹽對Fe(Ⅲ)EDTA的還原速率和細胞生長產生抑制，歸因于直接或間接的微生物毒性。Zhou 等[35]研究發現，硫酸鹽和Fe(Ⅲ)EDTA 對Fe(Ⅱ)EDTA-NO 還原沒有影響，但硫酸鹽可增強Fe(Ⅲ)EDTA 還原效率。

Fe(Ⅱ)EDTA-NO 和Fe(Ⅲ)EDTA 體系中各組分間的競爭抑制關系較為復雜。有研究表明，Fe(Ⅱ)EDTANO 不僅抑制了鐵還原細菌菌株的生長速率，而且還抑制了Fe(Ⅲ)EDTA 的還原速率[37]。Li 等[38]也證實了這一觀點，當Fe(Ⅱ)EDTA-NO 濃度達到3.7 mmol/L時，鐵還原菌（FR-2）細胞生長幾乎完全停止。鐵還原菌種類不同，作為電子供體優先利用的有機碳源種類也會不同。Li 等[39]發現，反硝化副球菌還原Fe(Ⅱ)EDTA-NO 時，該菌株不僅能用葡萄糖作為電子供體還原Fe(Ⅲ)EDTA，其分泌物還與Fe(Ⅲ)EDTA反應，導致溶液中Fe(Ⅱ)EDTA 的濃度增加。

綜上可 知，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 和Fe(Ⅲ)EDTA 的生物還原效率對整個系統起著關鍵作用，如何引入更為合理有效的電子供體，對該過程進行機理和效能研究，同時探明體系中電子供體競爭與抑制關系，將為CABR 工藝的研發提供重要支撐。

2.3 CABR 工藝所面臨的關鍵問題

2.3.1 反應器優化升級

相對于傳統活性污泥裝置操作繁瑣、污泥增殖量大、適應性差等問題，生物膜法性能穩定，適應性好，操作相對簡便，因此CABR 工藝的開發研究集中在生物膜反應體系，實現同步鐵還原和NOx還原。研究者先后將噴射環流生物反應器、生物過濾器[40]、生物填料塔、生物轉鼓反應器（rotating drum biofilter，RDB）、中空纖維膜反應器用于生物脫硝。反應器改良過程致力于提高氣液接觸面積，改進氣液傳質效率。表3 為基于CABR 工藝的不同生物反應器脫硝性能。

表3 基于CABR 工藝的不同生物反應器的運行參數與脫硝性能對比Table 3 Comparison of operation parameters and denitrification performance of different bioreactor based on CABR process

生物反應器主要有一體式和兩級式。相較于一體式，兩級式生物反應器菌群與煙氣不直接接觸，有效避免了煙氣中有毒成分及氧氣對于微生物的毒害作用，可承受更高的脫硝負荷和脫氮效率。傳統的噴射環流生物反應器、生物濾池由于固定填料中生物膜過度生長，易引起床層堵塞、氣體竄流和壓降過大等問題[44]。用低密度的懸浮載體替代固定填充物，可有效避免上述問題，并一定程度上提高了反應器中的生物量。RDB 能有效解決污染負荷、生物量、營養液等分布不均勻的問題，大幅改進生物富集度，提高反應器負荷，有效減小反應器體積。

為了提高CABR 體系的抗氧化性和還原速率，學者們開發出電化學聯合絡合吸收-電極生物膜反應器集成系統（CABER）[45]。電極生物膜將生物膜技術與電化學技術相結合，在陰極產生氫氣，可作為電子供體，同時通過外加電源，提供電極與微生物膜間的電子驅動力，從而強化微生物還原。

在CABER 體系中，Fe(Ⅱ)EDTA-NO 主要通過Fe(Ⅱ)輔助的自養反硝化作用被還原。關于Fe(Ⅲ)EDTA還原機理，如圖2 所示，主要有直接還原和間接還原2 種不同觀點。間接生物還原理論認為，Fe(Ⅲ)EDTA以陰極產生的氫氣為主要的電子供體，葡萄糖作為碳源，二者呈現協同效應[46]。目前關于這一理論缺乏對陰極電勢的監測，氫氣的儲存和釋放缺乏數據支撐。另一觀點認為，直接電子轉移是Fe(Ⅲ)EDTA還原的主要機理，微生物可直接利用陰極電子進行Fe(Ⅲ)的還原，此過程中可能存在細胞色素c 以及細菌納米導線等電子傳遞結構[47]。

圖2 微生物電化學還原過程[48]Fig.2 Electrochemical reduction process of microorganisms

CABER 工藝大幅提升了NOx去除負荷、Fe(Ⅲ)EDTA 的還原速率和反應器對氧氣的耐受度。從該項技術產業化應用角度，需開發嵌入式大表面積電極以及改良電極材料，降低能耗，以滿足大煙氣流量的要求。此外，還需進一步深入探究電子傳遞動力學及強化生物還原過程的電化學機理。

2.3.2 菌種篩選與培養

在CABR 體系中，參與生物還原階段的微生物主要包括反硝化脫氮菌和鐵還原菌。學者主要從菌種篩選和培養方式優化2 個方面展開了深入研究。

功能菌種主要來源于活性污泥和厭氧生物反應器中，目前的研究主要集中在高效脫硝菌和鐵還原菌的分離和培養。Kumaraswamy 等[49]在連續攪拌厭氧生物反應器中以乙醇作為電子供體，富集培養出脫氮菌KT-1 和鐵還原菌Paracoccus ferrooxidans。Dong 等[36]從活性污泥中篩選出1 株還原硝酸鹽氧化硫化副球菌ZGL1 菌株，證實該菌株可將葡萄糖和Fe(Ⅱ)EDTA 作為電子供體還原Fe(Ⅱ)EDTANO。Dong 等[50]從污水處理廠的活性污泥中分離純化到Fe(Ⅲ)還原菌Escherichia coliFR-2 和脫氮菌Pseudomonassp.DN-2，并通過富集培養，證實其在高NO 濃度下，對NO 去除率可達90%左右。

功能菌群的馴化培養方式，主要包括純菌和混合菌群培養。純菌培養條件的CABR 體系，NO 去除率較高，但對試驗條件和操作條件嚴格，尚不具備工業化條件。相比之下，混合培養的微生物多樣性及功能菌有良好的應用前景，微生物群落結構穩定、底物利用率高、培養條件更易控制，且抗沖擊力強。李梅芳[51]采用了兩級式CABR 反應器，同時接種了鐵還原和反硝化混合菌群，將填料掛膜時間從65 d縮短至15 d，為提升脫硝效率與實現吸收劑再生提供了保證。陳浚等[52]分析了生物轉鼓過濾器（RDB）生物脫硝體系中微生物多樣性，發現RDB 中存在16 種優勢菌，并且沿填料徑向不同位置細菌群落結構具有較高相似性。

綜上，菌種篩選與培養方面的研究需要解決以下2 點：1）加強對菌種分離與篩選，選育高效脫氮菌，馴化培養可同時進行鐵還原和反硝化的高效菌群；2）優化培養方式，探索功能菌的高效馴化培養路徑，為CABR 體系的工業化應用奠定基礎。

2.3.3 影響因素探究

2.3.3.1 運行工況及工藝參數

反應器的運行效能與工藝參數和運行條件密切相關。林建國等[53]采用混合功能菌構建了穩定的生物還原耦合化學吸收體系，探究了不同工況和工藝參數（包括碳源量、菌體接種量、溫度和pH）對系統NO 去除率的影響，發現菌種接種量為150 mg/L、pH 在4～7、溫度在30～40 ℃時，微生物能高效還原Fe(Ⅱ)EDTA-NO 和Fe(Ⅲ)EDTA。Li 等[54]發現，生物濾池系統生物膜中總胞外聚合物（EPS）含量與NO 去除率之間有很強的相關性，可將EPS 用于生物濾池的控制指標。運行工況和工藝參數的優化，可為CABR 裝置的工業設計和操作提供理論依據。

2.3.3.2 EDTA 的降解

在CABR 的長期運行中，EDTA 會發生降解損耗，易生成游離鐵鹽，降低NO 的絡合吸收效率。EDTA 降解的原因主要是化學氧化和生物降解[41]。因此，探究EDTA 降解速率并找尋合適的Fe2+/EDTA 摩爾比，對于延長吸收液的使用時間，提高其循環利用率是至關重要的。

Li 等[39]研究發現，Fe(Ⅱ)/EDTA 摩爾比為1∶1時，Fe(Ⅲ)EDTA 的還原率最高。殷祥男等[55]在噴淋脫硝體系中研究證實，吸收液處于弱酸或弱堿條件下Fe(Ⅱ)EDTA 濃度最高，Fe2+與EDTA 摩爾比為3∶2 時脫硝效率最高。Li 等[56]在生物濾池中探究FeEDTA〔Fe（Ⅲ）/Fe(Ⅱ)-EDTA〕轉化的途徑，發現FeEDTA 轉化涉及鐵沉淀和EDTA 降解，EDTA 的濃度決定了NO 的去除率。因此，適當提高Fe2+與EDTA 摩爾比，有助于從沉淀物中回收鐵，提高Fe(Ⅱ)EDTA 的循環再生速率。

2.3.3.3 優化有機碳源投加，減少N2O 生成

絕大部分反硝化菌屬異養微生物，需要外加有機碳源來實現反硝化。當有機物為限制底物時，易造成溫室氣體N2O 的積累[57]。Chen 等[58]采用數學模型來評估和預測N2O 的積累，研究了C/N、電子供體和亞硫酸鹽濃度等參數對N2O 累積的影響。結果表明，高C/N（2.4）、充足的電子供體、低亞硫酸鹽濃度均可抑制N2O 積累。另外，相較于無機電子供體〔Fe(Ⅱ)EDTA〕，有機電子供體（葡萄糖等）更有利于促進微生物代謝，有效抑制N2O 的積累。

除了提供充足合理的外加有機碳源外，可將NO 廢氣與有機碳廢水生物處理相結合，以廢治廢同步實現水氣共治。Xie 等[59]證實了在生物濾池中實現同步脫硝和處理工業廢水中有機物的可行性，優化了溶液的初始pH 和氣液比的操作參數。Razaviarani等[60]在中空纖維膜（HFM）生物反應器中，利用膜均勻布氣提高NO 的氣液傳質速率，以有機廢水作電子供體，當進氣NO 濃度為500×10?6時，NO 去除率高達92%。

3 結語與展望

生物法煙氣脫硝是經濟、可持續的NO 處理技術。相比于其他生物脫硝方法，基于反硝化的脫硝技術NO 去除率較高，應用較為廣泛。BioDeNOx技術有效突破NO 氣液傳質的限制，是有前景的生物脫硝技術，其中CABR 體系在菌種選育、還原機理探究和反應器優化方面均有較深入的探究。當前，生物法煙氣脫硝系統需要進一步開展如下研究。

（1）通過反應器改進和功能微生物培養，削減O2的影響，實現高O2濃度、高氣量條件下的高效煙氣脫硝。

（2）煙氣吸收液組分影響生物還原效能，考察煙氣吸收液各組分之間的協同與競爭、抑制關系，對提升還原效率、揭示吸收還原反應機理尤為重要。

（3）CABR 工藝利用微生物還原再生具有副產物少、無二次污染的明顯優勢。關于CABER 的還原機理和影響因素探究還需深入，以期提高處理效能。將廢氣脫硝與資源化（如微藻工藝、Anammox DeNOx等）相結合，是值得研究的課題。