蒙小俊

（安康学院 旅游与资源环境学院， 陕西 安康 725000）

基于活性污泥法的A2／O、 氧化沟和SBR 以及变形工艺因结构简单， 工艺技术成熟、 工程设计经验丰富， 运行控制容易， 以及具有同步脱氮除磷等特点成为当前废水处理的主体［1］， 排放标准能满足GB 18918—2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A 或一级B 要求［2］。 考虑到自然水体几乎丧失自净能力， 各地区相继推出更加严格的出水水质标准， 如太湖流域标准、 北京地标、 浙江地标等地表水准Ⅳ类， 甚至更加严格的滇池“双五”标准等［3］，“碳达峰、 碳中和”政策以及相关法规的出台， 传统处理工艺无法满足废水排放标准的要求， 废水处理工程升级改造、 提质增效刻不容缓。 升级改造应因地制宜， 充分利用现有处理设施， 尽量减少新增设施， 工艺的选取应力求运行安全可靠、 技术先进成熟、 出水达标且稳定、 抗冲击负荷能力强、 有成功运行案例、 易于维护管理、 操作方便、 高效节能，且宜减少工程投资及运行成本［4-5］。 生物单元中添加填料形成的MBBR 可提高生物量， 提高处理负荷， 强化处理效果， 满足升级改造的条件要求。 通过泥膜复合MBBR 工艺的实施， MBBR 可与A2／O、SBR、 氧化沟、 BIOLAK 以及各种变形工艺相结合，微生物生长方式为悬浮+附着， 实现镶嵌式改造提质增效， 废水处理实现节能降耗， 出水水质可执行一级A 或准地表水Ⅳ类标准［2］。 MBBR 已广泛应用于处理城镇污水、 工业废水、 医疗废水、 高氨氮有机废水和垃圾渗滤液等领域， 也可以与其他工艺联合以满足不同废水处理的要求， 具有广泛的应用前景［6-7］。

对近年来MBBR 研究领域进行梳理和分析， 总结了MBBR 工艺原理、 工艺特征、 影响因素、 工艺改造路线和工程应用案例， 对该领域未来研究方向进行了展望， 以期为MBBR 工艺升级改造提质增效，以及推广其在废水处理领域的工程应用提供支持。

1 MBBR 工艺原理

MBBR 是一种将传统活性污泥法和生物膜法相结合的新型废水处理工艺， 属典型的生物膜法［7］。工艺原理为投加密度与水相近的悬浮填料作为接种微生物生长的载体， 在曝气或机械搅拌和水流的作用下使载体成流化态与废水多次接触， 微生物附着生长形成具有一定功能的生物膜， 悬浮载体填料与原有活性污泥形成更为复杂的复合式生态系统， 附着生长在填料上的生物膜使生物池中的生物量大大增加， 废水流经活性污泥和生物膜表面， COD、NH3-N 和TP 等污染物被生物膜和活性污泥中的微生物吸附和降解， 从而使废水实现净化。 西安市第四污水处理厂的MBBR 工艺投加了悬浮填料， 实现了悬浮生长的活性污泥法和附着生长的生物膜法的优势叠加， 改造后生物池出水水质达到一级A 标准， 其中NH3-N 质量浓度下降0.44 ～1.29 mg／L，TN 质量浓度下降4.93 ～5.60 mg／L， COD 去除率达到92%以上［8］。

MBBR 生物膜的形成多采用快速排泥法［9］和接种法［10］进行挂膜， 挂膜的实质就是依据生态学的“选择与适应”原理驯化筛选和专性富集微生物， 增加生物池内的菌群数量， 载体上附着生长的微生物浓度是悬浮生长活性污泥的2 ～4 倍， 可达8 ～12 g／L［11］， 生物膜相比较活性污泥具有更高丰度的功能微生物。 文献［12］研究表明， 添加载体用于CAST 改造后， 硝化菌群在悬浮载体上的相对丰度达到8.71%， 高于活性污泥中的4.85%； 投加悬浮载体对氧化沟进行改造， 改造后好氧区悬浮载体上硝化螺旋菌是活性污泥的3 倍， 缺氧区悬浮载体上反硝化菌是活性污泥中的2.5 倍［5］。

添加填料形成的好氧MBBR 主要以强化硝化为主， 随着悬浮载体上生物膜逐渐成熟， 存在特定的生物膜分层结构， 外层为好氧区， 内层为缺氧区， 生物膜上会发生同步硝化反硝化（SND）， SND能增强系统的脱氮能力［12］； 添加填料形成的缺氧MBBR 主要以强化反硝化为主， 可有效去除TN，在反硝化的同时， 去除废水中部分COD； 缺氧MBBR 可对厌氧氨氧化菌（AAOB）进行富集， 实现厌氧氨氧化（Anammox）， 并结合短程硝化形成自养脱氮工艺（CANON）［13］和短程硝化-厌氧氨氧化-反硝化（SNAD）工艺［14］等； 对反硝化聚磷菌（DPB）进行富集以实现反硝化除磷（DPR）， 将缺氧吸磷代替好氧吸磷［15］； 厌氧MBBR 中可实现一体式短程反硝化-厌氧氨氧化工艺（PD-Anammox）［16］， 同时可提高释磷和难降解有机物质的去除效果。

MBBR 挂膜过程中， 生物膜厚度不断增加， 营养物输入阻力加大， 粘附力变差， 生物膜出现老化， 为加速生物膜更新， 防止生物膜在回流水、 曝气以及填料之间的相互碰撞下集中脱落， 应针对改善传质进行调控。

2 MBBR 工艺特征

2.1 微生物多样性更高

当生物膜达到一定厚度时， 从生物膜外到内DO 浓度有明显差异， 依次形成好氧、 缺氧或者厌氧环境， 有效满足了不同微生物的生长条件需求，使生物链变长， 微生物多样性更丰富， 存活世代时间较长的微生物， 有利于不同功能的优势菌群发挥作用。 文献［17］研究表明， 利用MBBR 对CAST 进行改造后， 微生物菌属数量分析表明： 填料上有519 个， 污泥中有528 个， 改造后填料和污泥共652 个， 其中共有菌属394 个， 改造前污泥476个， 改造后系统的微生物菌落多样性更高， 填料的加入带来了更丰富的微生物菌落结构； 氨氧化菌（AOB）与亚硝酸盐氧化菌（NOB）填料上合计为14.60%， 而污泥中仅为6.98%； 主要的反硝化菌群填料中占比11.44%， 改造后污泥中占比31.14%，改造前污泥中占比为18.12%； AAOB Ca.Brocadia在填料和改造后的污泥中占比分别为0.82% 和0.61%。

2.2 易原位操作管理， 持续升级

MBBR 所用的悬浮填料具有较大的比表面积，可附着较多的生物量， 提高反应器单位体积的处理效率， 从而缩小池体体积， 在原有工艺基础上通过悬浮载体换代或投加量的增加实现污水厂的升级改造， 填充率可在10%～67%［2，17］。 从运行能耗及运行维护管理角度考虑， 一般要求填充率大于15%，过低会降低处理效果， 实际工程中， 好氧池悬浮载体填充率一般为25%～60%［18］。 从设计角度考虑，悬浮载体填充率最大填充至67%， 当填料填充率过大时会影响其在水中的流化程度， 降低氧的传递和利用， 从而影响处理效果。 低温下SPR-1 悬浮填料硝化速率表明， 与不投加悬浮填料相比， 当填料填充率为16%和40%时， 硝化速率可分别提高28%和71%， 硝化效率可分别提高22%和53%［19］。当实际进水水质或水量与设计值有较大出入， 或出水水质再次提高时， 可以考虑增加悬浮载体填充率， 进一步强化处理效果。

2.3 抗冲击负荷能力强

MBBR 中微生物以附着态存在， 能够抵抗较强的冲击， 且在超设计负荷冲击后， 能够快速恢复效果。 采用MBBR 对CAST 进行改造， 在进水水质远超设计值的情况下， 各主要指标的最大冲击负荷超过设计值200%， 其处理出水水质依然能够达到一级A 标准， 具有较好的处理效果［17］。 采用MBBR对氧化沟进行改造， 在进水COD 超标率为81%、BOD5超标率为37% 的条件下， 改造后出水COD、BOD5、 TN、 NH3-N、 TP 和SS 稳定达到排放标准［5］。采用改良A2／O-MBBR 工艺处理高盐废水， 发现悬浮载体具有较好的抗冲击能力， 氯离子波动冲击对于悬浮载体的硝化效果无明显影响， 但对活性污泥的硝化过程具有明显的抑制作用［20］。

2.4 适应性强， 运行稳定

MBBR 工艺综合了传统流化床以及生物接触氧化法的优点， 适应性强并运行稳定。 李新利等［10］结合中试及实际运行对比了MBBR 及活性污泥法对皮革废水的处理效果， 发现两者对COD 的去除能力接近， 但MBBR 出水NH3-N 的质量浓度稳定在7 mg／L 以下， 远优于活性污泥法的处理效果（出水ρ（NH3-N） ＞200 mg／L）， MBBR 的NH3-N 容积负荷为活性污泥法的2.36 倍， 悬浮载体能较快适应水质， 异常运行后能快速恢复。 天津某污水厂生化段采用MBBR 工艺将A2O 改为Bardenpho 工艺，在9 ～11 ℃的低温条件下， 硝化速率是活性污泥法的10 倍， 几乎承担了全部的硝化作用， 悬浮载体在低温条件下优势突出［21］。

2.5 节能降耗， 运行成本低

MBBR 剩余污泥产生量小， 多级MBBR 污泥产率为0.12， 为A2／O 工艺的1／4 ～1／5［22］， 且好氧条件下可实现SND， 缺氧条件下可发生DPR 和Anammox， 剩余污泥产量小， 处理成本低， SND 缩短反应时间， 曝气量低， 降低回流比， DPR 以及Anammox 均为自养脱氮， 无需耗氧且污泥产率低，MBBR 在节能降耗方面具有优势。 周祯领等［23］在好氧段设置MBBR 对氧化沟进行一级A 提标改造，好氧区实现稳定的SND， TN 去除量约占进水的12.05%， 降低了运行能耗和药耗， 改造后电耗降至0.256 kW·h／m3， 较改造前节约17%。 路晖等［24］将好氧区采用两级MBBR 对A2／O 进行工艺改造后，生化系统内出现SND 及DPB， 通过SND 途径TN 去除贡献率为13.20%， 通过DPB 途径TP 去除贡献率为88%， 实现了节能降耗。

3 MBBR 工艺影响因素

3.1 填料

填料是MBBR 工艺的核心， 按材质分主要有塑料、 聚氨酯、 陶粒和其他新型材质填料； 按构型分主要有圆柱体、 立方体、 球状、 短管状填料等，填料的材质、 结构和数量直接关系到整个生物膜的形成和厚度， 进而影响气液传质和处理效能［25］。文献［9］研究表明， 当活性污泥中的好氧氨氧化菌菌属为Nitrosomonas 时， MBBR 中聚氨酯立方体填料最适合其挂膜； 而更适合AAOB Ca.Kuenenia 挂膜的生物填料为K3 环形填料， 材质为聚乙烯或者聚丙烯。

影响MBBR 填料运行效果的主要因素为有效比表面积， 其典型值为450 ～1 200 m2／m3［18］， 具有更大内部表面积的填料挂膜启动更快。 对比分析比表面积为500、 500 和600 m2／m3的塑料P1、 聚乙烯K1 和K2 填料的MBBR 处理养殖废水的挂膜效果， 发现单位体积的K2 填料生物膜质量（11.9 g）与P1（6.0 g）和K1（9.1 g）相比， K2 含有更多的生物膜， 具有更好的挂膜效果［26］。 污水处理厂常用填料参数如表1 所示。 当前国内污水处理厂升级应用MBBR 较多的填料为SPR 系列， 材质为聚乙烯，理化参数符合CJ／T 461—2014《水处理用高密度聚乙烯悬浮载体》要求。

表1 污水处理厂常用填料参数Tab. 1 Parameters of fillers commonly used in sewage treatment plant

3.2 温度

温度影响微生物代谢活性， 过低或过高均不利于废水中污染物的去除。 温度对脱氮的影响比除磷显著， 当温度低于15 ℃时硝化细菌的活性大幅度降低， 硝化速率也明显下降； 当温度低于5 ℃时，硝化细菌的生命活动几乎停止［27］； 当温度为8 ～10℃时有较好的除磷效果［1］； 当温度为20 ～30 ℃和20 ～40 ℃更有利于硝化菌和反硝化菌的生长。MBBR 悬浮填料可固定并富集优势细菌， 保证其较好地持留在填料上， 大大增加菌株浓度， 进而强化去除效果， 且填料表面存在多层水流可以维持微观温度， 即使冬季低温（8 ～10 ℃）时， 出水NH3-N、TN 和TP 也能稳定达标［28］， 受温度影响较小。 城镇污水运行温度冬季为10 ～16 ℃， 夏季为24 ～30℃， AAOB 适宜的温度为30 ～35 ℃， 西安市第四污水处理厂提标工艺采用A2／O-MBBR， 在水温为10 ～20 ℃的条件下成功实现了Anammox 启动且长期稳定运行， 有效填补了常温生产性应用的空白。

3.3 曝气

为防止MBBR 中悬浮载体堆积， 利用曝气产生的剪切力实现悬浮载体流化， 水流对生物膜也产生一定的剪切力， 促进衰老、 死亡的生物膜脱落，使得生物膜保持一定的厚度， 以及好氧、 缺氧和厌氧反应区域均衡。 曝气强度过低无法使生物载体呈现出良好的流化状态； 曝气强度过大， 强烈的流化作用会使悬浮填料上附着的微生物易脱落导致生物数量减少， 进而影响废水处理效果。 DO 质量浓度在5.0 mg／L 时， 紊流剧烈， 不利于MBBR 挂膜［29］，挂膜稳定后可维持DO 的质量浓度在5.0 mg／L。 活性污泥法中， 一般实现SND 需控制DO 的质量浓度在1.5 mg／L 以下， 实现微氧条件， 但MBBR 悬浮填料属于生物膜工艺， 表观DO 与生物膜界面实际DO有较大差别， 一般生物膜上DO 穿透损失为1.5 ～2.5 mg／L［30］。 在实际生活污水体系中， 为维持高效的NH3-N 硝化效率和SND， 应维持DO 的质量浓度在3 ～4 mg／L 之间， 缺氧区控制DO 的质量浓度为0.3 ～0.5 mg／L， 可防止磷的释放并进行反硝化除磷［31］。 采用基于MBBR 的CANON 工艺处理消化液，启动时DO 的质量浓度需低于0.5 mg／L， 稳定运行阶段可控制在1.5 ～3.5 mg／L［13］。 采用SNADMBBR 处理垃圾渗滤液厌氧出水时应控制DO 的质量浓度为0.03 ～0.1 mg／L［14］。

3.4 HRT

HRT 要与污染物的去除和功能微生物的世代周期相适应， 过短会造成反应器流态激烈， 水力负荷增大， 水力剪切力强度加大， 水中大量污染物质未被完全降解， 无法使出水水质达标， 且生物膜形成初期不易挂膜； HRT 过长反应器的容积负荷降低， 无法满足处理的现实需求， 生物膜很难获得能源物质而进入内源呼吸期， 生物膜得不到更新甚至发生老化脱落。 MBBR 挂膜初期应该保持适宜的HRT， 生物膜稳定后适当缩短HRT 以提高系统的处理负荷。 张杏等［32］采用快速排泥法对小试规模的MBBR 进行启动运行， 研究发现当进水HRT 不超过10 h 时， COD 去除率呈现逐渐增加的趋势； 当HRT 超过10 h 时， 随着HRT 的增加， COD 去除率呈下降趋势， 原因可能为生物膜内源呼吸现象出现， 微生物群解体引起出水COD 浓度升高； 出水NH3-N 浓度受HRT 延长先减小后趋于稳定； 出水TP 浓度随HRT 的延长而先减小后增加， 呈现与COD 去除相类似的规律。 MBBR 在氧化沟改造中，缺氧池HRT 从3.07 h 延长到11.34 h， 反硝化时间延长可以充分利用废水中的碳源， 保证出水NH3-N 和TN 达标［31］。 不利环境条件下可通过延长HRT 提高废水处理效率。

3.5 碳氮比

有机物和氮是维持微生物生长和繁殖的重要营养物质， 适宜的碳氮比有助于维持生物膜的稳定性。 碳氮比过高使异养硝化成为主要承担者， 自养硝化细菌的活性受到抑制， 加之异养硝化效率过低导致系统硝化效果降低。 周家中等［33］分析MBBR泥膜复合系统泥膜竞争关系的影响因素表明， 进水碳氮比与MBBR 泥膜复合系统硝化负荷呈负相关，且活性污泥在应对进水碳氮比过高时较MBBR 生物膜更具优势。 传统硝化反硝化中， 一般要求进水BOD5与TKN 的浓度比大于4， 才能保证碳源充足以利于脱氮， 而MBBR 载体上往往富集大量的自养菌，相对较低的碳氮比有利于自养脱氮。 研究表明， 以乙酸钠为外加碳源时， 随着碳氮比（0～5）的增加，SNAD 生物膜的Anammox 活性总体呈逐渐减小的趋势， 反硝化活性逐渐增加［34］； 碳氮比在MBBR生物膜系统中对短程反硝化（PD）的影响与活性污泥系统类似， 当碳氮比为2.5～3.0 时， 能够较好地实现PD［16］。 TP 的去除从理论上讲， 厌氧段能否充分释磷很大程度上影响了好氧段的吸磷， 厌氧段满足BOD5与TP 浓度比大于17 时可释磷； 若存在硝态氮， 反硝化菌会与DPB 形成对有机底物的竞争，影响释磷效果； 在缺氧段若存在有机物， 反硝化菌会与DPB 形成对硝态氮的竞争， 影响吸磷效果。

此外， pH 值、 SRT、 回流比和水质成分等均对MBBR 工艺造成不同程度的影响， 例如适宜的硝化和反硝化pH 值应分别维持在7 ～ 8 和6 ～ 9，而MBBR 用于处理垃圾渗滤液、 污泥消化液等时pH 值需维持在7.5 以下， 当pH 值为8 时将促进碳酸钙生成并附着于悬浮载体上造成结垢， 降低了处理效率［35］； SRT 从18～21 d 降至12～14 d， 缩短SRT 有利于提高活性污泥的活性［31］， 而MBBR生物膜SRT 长达30 d 以上。

4 MBBR 工艺提标改造路线

我国大多数污水处理厂没有达到一级A 排放标准， 瓶颈问题是TN 没有达标。 对于污水处理厂的升级改造， 不论是一级A 还是准Ⅳ类， 生化单元是污水处理厂的核心单元， 充分发挥生化脱氮除磷功能是最佳选择。 国内污水处理厂MBBR 升级改造， 主要形成了3 种改造路线， 如图1 所示： 技术路线①切割部分好氧池容扩大缺氧池用于反硝化， 好氧池容不足部分投加悬浮载体进行弥补， 适用于大多数污水处理厂一级A、 准Ⅳ类水升级改造； 技术路线②适用于好氧池不便于改造或全池投加悬浮载体超过填充要求， 一般不作为首选； 技术路线③维持厌氧池和缺氧池不变， 将好氧池容划分形成五段Bardenpho 结构， 可满足准Ⅳ类水对TN 严格的出水要求， TN 去除率达到90%以上。 总之， 应依据TN去除要求， 选择合适的MBBR 升级改造技术路线［2］。

图1 MBBR 升级改造路线Fig. 1 MBBR upgrading and reconstruction route

5MBBR 工程案例

5.1 城镇污水一级A 提标改造

沈阳市沈水湾污水处理厂原采用FLOOBED 工艺技术， 处理规模为20×104m3／d， 出水水质执行GB 8978—1996《污水综合排放标准》中的二级标准［36］。 考虑该污水处理厂接收垃圾渗滤液500 m3／d， 重新设计进水COD、 BOD5、 SS、 NH3-N、 TN和TP 的质量浓度分别为300、 105、 140、 28、 35和4 mg／L， 出水水质要求执行GB 18918—2002 一级A 标准， 尽管进水易生物降解， 适宜生物除磷，但原工艺NH3-N 和TN 去除率低， 达不到一级A标准。 经方案比选， 升级改造工艺选择占地较省、运行稳定可靠的A2／O-MBBR， 将现状生化池改造为好氧MBBR 池， 在生化池内投加填料， 选择有效比表面积不小于620 m2／m3的填料来实现对现状生化池的立体扩容， 新建厌氧池、 缺氧池， 并改造了鼓风机房及曝气系统等。 改造后出水各项指标稳定达到一级A 标准， 运营成本仅0.373 元／m3。

台州黄岩江口污水处理厂一期工程主体处理工艺为Carrousel 2000 型氧化沟， 规模为8 × 104m3／d， 出水水质执行GB 8978—1996 中的二级标准［37］，要求出水水质执行一级A 标准， 难点为该污水处理厂进水中含有以医化、 食品加工、 印染、 塑料制品等为主的重污染工业废水， 比例为20%～30%，部分医化企业、 印染企业规模扩大， 原工艺脱氮能力不足， 工业废水的冲击负荷抑制了生物处理系统的正常运行。 综合考虑设计进水COD、 BOD5、 SS、NH3-N、 TN 和TP 的质量浓度分别为600、 250、200、 40、 60 和5 mg／L， 改造工艺采用MBBR， 改造后出水水质大幅提升， 稳定达到一级A 标准，运行成本降低约0.06 元／m3， 年均节约运行费用175 万元。

呼和浩特市某污水处理厂原采用CAST 工艺，规模为5×104m3／d， 出水水质均劣于一级B 排放标准， 需提标至一级A 标准［17］。 现况CAST 出水NH3-N 不理想， 且设计未考虑TN。 选取95%涵盖率的进水水质作为设计水质， COD、 BOD5、 NH3-N、TN 和TP 的质量浓度分别为1 136.06、 507.83、59.10、 98.64 和17.59 mg／L。 因该污水处理厂厂区用地紧张， 综合考虑工程投资等因素， 在保证出水水质的前提下， 利用现有设施， 减少新增工程量， 降低造价， 节约成本， 采用MBBR 在CAST 主反应区好氧区和缺氧区均投加SPR-1 型悬浮载体填料， 以增强硝化及反硝化功能。 改造后在进水水质远超设计值的情况下， 以及该市冬季平均水温为8～12 ℃时， 处理后出水水质依然能够达到一级A 标准。

5.2 城镇污水地表水准Ⅳ类提标改造

北方某污水处理厂原采用A2／O 工艺， 设计规模为9×104m3／d， 进水为生活污水和工业废水的混合废水， 其中工业废水占30%［38］。 2010 年采用SPR-Ⅰ型悬浮载体填料对A2／O 工艺进行提标改造， 出水水质达到一级A 排放标准。 现要求设计水量增至11×104m3／d， 设计进水COD、 BOD5、 NH3-N、 TN 和TP 的质量浓度分别为950、 500、 58、 80和10 mg／L， 出水水质要求达到地表水准Ⅳ类标准。 改造难点为提量、 提标、 提质、 提去除率和无多余用地等。 将A2／O-MBBR 工艺改造升级为Bardenpho-MBBR 泥膜复合工艺， 保持原厌氧、 缺氧区不变， 扩大现有MBBR 区容积， 将原MBBR区后的好氧区分隔为后置缺氧区和后置好氧区。改造后出水水质稳定达到地表水准Ⅳ类标准， 节能降耗作用显著， 可节约10% 的电耗， SND 及内源反硝化的存在使得药剂费用节约1 440 万元／a。

综上所述， 当前MBBR 多用于城镇生活污水的升级改造， A2／O-MBBR、 氧化沟-MBBR 和SBR-MBBR 等主要适用于出水水质一级A 达标的污水处理厂， 而Bardenpho-MBBR 工艺适用于水质达到地表水准Ⅳ类及以上标准的污水处理厂。 此外， MBBR 在石化废水、 制革园区废水、 医药废水和味精废水等的改造或处理中均得到工程化应用。某味精企业废水站原有生化系统HRT 短， 出水COD、 NH3-N 时有超标， 在原废水处理设施基础上将好氧池改造成MBBR， 改造后出水COD、NH3-N 浓度能稳定达到GB 8978—1996 的一级排放标准［39］。 浙江某工业废水处理厂提标提量升级改造项目采用MBBR 工艺， 通过在好氧池原池投加悬浮载体， 在处理水量由3×104m3／d 提高至4×104m3／d 的情况下， 出水NH3-N、 TN 平均浓度稳定达到一级A 标准［40］。

6 结论与展望

MBBR 泥膜复合可实现活性污泥短泥龄与悬浮填料生物膜长泥龄分离， 形成好氧和缺氧功能分区， 提高生物多样性， 以及生物菌群数量， 适用于基于活性污泥法的A2／O、 氧化沟和SBR 等传统脱氮除磷工艺的提质增效。 同时， 提质增效应明确目标和改造路线， 结合原工艺特征， 借鉴成功工艺案例， 因地制宜， 在合理控制影响因素条件下进行。

尽管MBBR 工艺具有显著优势， 在废水处理提质增效中具有应用前景， 但因废水种类繁多， 水质成分复杂， 悬浮填料针对性不强， 污染物去除机理不明晰和模拟分析缺乏等， 当前MBBR 大多用于城镇污水处理的提质， 增效不明显， 精细化和智能化欠缺， 有成功将其应用于其他废水处理的案例但却相对较少， 其工业化推广应用依然存在问题和挑战。 建议未来从以下方面重点开展研究： ①针对性MBBR 悬浮载体的研发和应用； ②提质上的同步节能降耗； ③污染物去除机理分析； ④水处理数学模型在MBBR 中的应用； ⑤基于MBBR 废水处理工艺的精细化和智能化设计； ⑥不同废水MBBR中试研究和工程应用。