好氧顆粒膜生物污水處理技術(shù)研究進(jìn)展

何航，趙健，孫寧，李江

1.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院 2.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院

近年來，為規(guī)范污染排放企業(yè)和應(yīng)對(duì)頻發(fā)的水污染事件，國(guó)家層面先后出臺(tái)了更為嚴(yán)格的污水排放標(biāo)準(zhǔn)[1]，直接加大了污水處理廠對(duì)高效能廢水處理技術(shù)的需求。由于對(duì)現(xiàn)有污水處理廠進(jìn)行擴(kuò)建或提標(biāo)改造時(shí)，可利用的土地資源有限，因此選擇占地面積較小的工藝顯得尤為重要。好氧顆粒污泥(aerobic granular,AG)技術(shù)具有不需要載體材料、顆粒沉降速度快、污泥體積指數(shù)(SVI)低等優(yōu)點(diǎn)，但顆粒的不穩(wěn)定性是該技術(shù)的主要問題。膜生物(MBR)法是比傳統(tǒng)活性污泥法更緊湊和高效、能耗更低的技術(shù)，但膜污染問題一直制約著該技術(shù)的發(fā)展。如何將上述2項(xiàng)技術(shù)相互融合，在未來的污水處理系統(tǒng)中發(fā)揮重要的作用，一直是國(guó)內(nèi)外研究人員關(guān)注的熱點(diǎn)。筆者闡述了目前好氧顆粒膜生物(AGMBR)污水處理技術(shù)的研究進(jìn)展，重點(diǎn)總結(jié)和分析了好氧顆粒在MBR法下的膜污染特征，以及影響好氧顆粒穩(wěn)定性的因素，并提出該技術(shù)未來的發(fā)展方向。

1 AG技術(shù)聯(lián)合MBR法

AG技術(shù)一直被認(rèn)為是由自固定化細(xì)胞組成的懸浮生物膜的特殊情況，它嵌入到細(xì)胞外聚合物(EPS)基質(zhì)中，可實(shí)現(xiàn)異養(yǎng)、硝化、反硝化微生物種群和平共存[2-3]；聚合顆粒污泥的形成保持了較高的微生物量，從而提高了各類污染物的去除效率[4-5]。AG技術(shù)被認(rèn)為是廢水處理中有前途的生物技術(shù)之一。顆粒化污泥首次發(fā)現(xiàn)于上流式厭氧污泥覆蓋工藝中試裝置中[6-7]，之后被廣泛應(yīng)用于厭氧處理工藝如高濃度工業(yè)廢水的處理中；顆?；勰嗟男纬杀蛔C明發(fā)生在有氧條件下，如Mishima等[8]在上流式污泥覆蓋工藝中成功培養(yǎng)出好氧顆粒。一些研究人員選擇用序批式活性污泥(SBR)法進(jìn)行好氧顆粒的培養(yǎng)[9-10]，結(jié)合SBR法獨(dú)特的工藝結(jié)構(gòu)，開發(fā)了具有多種微生物種類和優(yōu)異沉降能力的好氧顆粒污泥，這些密集的微生物聚集體密度遠(yuǎn)高于傳統(tǒng)的活性污泥。SBR法成為培養(yǎng)好氧顆粒污泥最常用的工藝，并廣泛應(yīng)用于不同水處理領(lǐng)域[5,11-13]。

進(jìn)入21世紀(jì)后MBR法得到了較大的發(fā)展，廣泛應(yīng)用于污水、廢水、醫(yī)藥、化工產(chǎn)品等各種流體的凈化和或濃縮過程中。膜系統(tǒng)可以減少操作的單元，增加容積裝載率，提高出水質(zhì)量，降低消毒的化學(xué)需求。然而，由于膜系統(tǒng)的運(yùn)行成本受多種因素的制約，如功率需求、功率成本、人工成本、材料成本、膜清洗難度、阻垢性能、膜壽命和膜替換周期等，因此在水處理和廢水處理中使用MBR法仍存在一定的局限性[14]。

將AG技術(shù)與MBR法相結(jié)合，可以綜合二者的優(yōu)點(diǎn)，解決顆粒污泥出水中懸浮固體濃度高、顆粒解體流失和MBR膜污染等主要問題。AGMBR法是由好氧顆粒組成的生物質(zhì)與經(jīng)過濾處理的水的混合處理系統(tǒng)，其中的好氧顆粒污泥具有低滲透損失、不附著生物膜從而避免頻繁結(jié)垢、高效去除污泥中的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)從而提高出水水質(zhì)等優(yōu)點(diǎn)[3]。最早對(duì)于AGMBR法的研究是在微濾中空纖維膜的MBR中接種好氧顆粒污泥，發(fā)現(xiàn)顆粒破裂過程中產(chǎn)生高可溶性EPS，從而導(dǎo)致膜快速結(jié)垢。之后對(duì)AGMBR法的研究逐漸增多，主要將在SBR形成的顆粒引入MBR反應(yīng)器，觀察測(cè)試反應(yīng)器性能和結(jié)垢情況[15]。目前大多數(shù)研究都是針對(duì)特定AGMBR系統(tǒng)的創(chuàng)新，如針對(duì)連續(xù)反應(yīng)器或造粒與MBR耦合的序批處理系統(tǒng)進(jìn)行研究。

2 AGMBR裝置

為了將好氧顆粒和膜過濾結(jié)合起來，研究人員根據(jù)不同需求開發(fā)了幾種AGMBR裝置(反應(yīng)器)：MBR[14]、改良式序列間歇反應(yīng)器(MSBR)[15-17]和SBR+MBR[18-20]等。筆者通過文獻(xiàn)檢索，梳理了幾種常見的AGMBR裝置，其不同配置和操作參數(shù)對(duì)比如表1所示。

表1 不同類型AGMBR裝置運(yùn)行參數(shù)

(續(xù)表1)

AGMBR一般為單級(jí)或兩級(jí)運(yùn)行的系統(tǒng)。在單級(jí)AGMBR中，膜和好氧顆粒在同一個(gè)反應(yīng)器中運(yùn)行〔圖1(a)、圖1(b)〕；在兩級(jí)或多級(jí)AGMBR中，好氧造粒單元和膜單元分開放置〔圖1(c)、圖1(d)〕。

圖1 AGMBR裝置Fig.1 Schematic diagram of AGMBR

通常單級(jí)AGMBR核心為MBR裝置，MBR單元接種好氧顆粒，以連續(xù)或順序間歇方式運(yùn)行，以維持反應(yīng)器內(nèi)的好氧顆粒。相比兩級(jí)或多級(jí)AGMBR，單級(jí)AGMBR更受到研究人員青睞，其僅需要1個(gè)反應(yīng)池，最大化節(jié)約物理空間，進(jìn)一步節(jié)約投資建設(shè)和運(yùn)營(yíng)成本。但單級(jí)AGMBR中，由于反應(yīng)器直接接種成熟顆粒污泥，不能滿足污泥顆?；纬傻囊?，運(yùn)行過程中易沖洗掉非粒狀的生物質(zhì)，導(dǎo)致顆?；y以進(jìn)行。因此，單級(jí)AGMBR中好氧顆粒的生長(zhǎng)和維持是系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行的難點(diǎn)?；诖吮尘埃琓u等[16]成功將單級(jí)AGMBR造粒和連續(xù)過濾相分離，并提供絮凝污泥造粒、成粒時(shí)所需的要素和條件。兩級(jí)或多級(jí)AGMBR則將造粒過程和顆粒的維護(hù)與過濾過程分開，其中多級(jí)AGMBR設(shè)置沉淀單元，兼具緩沖儲(chǔ)液池和沉降池的雙重用途，MBR用于固液分離，剩余的底物、懸浮膠體和針狀絮狀物可在MBR中進(jìn)一步生物降解處理[20]。兩級(jí)或多級(jí)AGMBR的優(yōu)點(diǎn)是較易培養(yǎng)和維護(hù)好氧顆粒，缺點(diǎn)是成本較高和所需占地面積較大。

3 AGMBR裝置污染物去除性能

在膜選擇方面，AGMBR主要以中空纖維膜為主，采用壓力作為膜分離的動(dòng)力，過濾過程均不發(fā)生相變化，不受曝氣強(qiáng)度的影響，對(duì)污水中的微量成分的回收、低濃度溶液的濃縮均非常有效[31]。其他類型膜相較中空纖維膜而言，優(yōu)勢(shì)不明顯。由于污泥堆積密度小于中空纖維膜，同時(shí)為保證膜通量，曝氣強(qiáng)度高于中空纖維膜，導(dǎo)致其跨膜壓差(TMP)上升速率較高，相應(yīng)投資要高出中空纖維膜20%。但在高污泥負(fù)荷下，這些膜的TMP反而下降，說明其適宜以較高的污泥濃度運(yùn)行。膜孔徑的選擇主要受截留分子量影響，孔徑越小，膠體顆粒和溶解性有機(jī)物得以進(jìn)入膜孔內(nèi)部，致使膜孔堵塞[23]；孔徑越大，則難以有效截留生物質(zhì)，通常選擇膜孔徑為0.1～0.4 μm。

4 AGMBR裝置膜污染解析

膜污染是處理物料中的微粒、膠體粒子或溶質(zhì)大分子由于與膜存在物理化學(xué)作用或機(jī)械作用，而引起膜表面或膜孔內(nèi)吸附、沉積，最終導(dǎo)致膜孔徑變小或堵塞的現(xiàn)象[15,32-34]。膜污染造成了滲透通量隨時(shí)間迅速下降，降低整體處理效率，增加運(yùn)行維護(hù)成本。膜污染問題直接制約了MBR工藝的發(fā)展，是MBR工藝必須面對(duì)和解決的關(guān)鍵問題之一。

膜污染發(fā)生在TMP增加以保持特定的通量或通量減少，系統(tǒng)在恒定的壓力下運(yùn)行時(shí)[35-36]。膜污染通常分為可逆污染和不可逆污染，可逆污染是由于濾膜排斥表面的濾餅層或材料的濃差極化引起的，可通過物理清洗方法去除；不可逆污染是由于化學(xué)吸附和孔隙堵塞機(jī)理引起的，跨膜通量的損失不能通過水動(dòng)力或化學(xué)方法恢復(fù)[37]。在傳統(tǒng)MBR中，絮狀污泥引起的膜污染大多是可逆的，而不可逆的污染主要來自于某些溶解或膠體有機(jī)物[38-40]〔圖2(a)〕。更有甚者如節(jié)桿菌組成的孔內(nèi)生物膜，清洗后膜的滲透性依舊較低，傳統(tǒng)的物理或化學(xué)清洗也無法去除[41]。

圖2 絮狀污泥與顆粒污泥膜污染示意Fig.2 Schematic diagram of membrane fouling for flocculation sludge and granular sludge

最初AGMBR能夠減輕膜污染的理論主要是基于生物質(zhì)密度和顆粒直徑的增加會(huì)減少膜污染這一假設(shè)。研究表明，與絮狀污泥MBR相比，AGMBR的滲透率隨時(shí)間呈逐漸下降趨勢(shì)，而絮狀污泥MBR的通量未明顯下降，添加好氧顆粒的MBR的膜滲透性提高了50%[15]。事實(shí)上，AGMBR在水力清洗次數(shù)方面，相同周期內(nèi)比絮狀污泥MBR少5～6次[22](圖3)，但水力清洗效率方面，比絮狀污泥低10%，需要化學(xué)清洗才能恢復(fù)透氣性[21-24]，其主要原因?yàn)楹醚躅w粒破裂過程中產(chǎn)生高可溶性EPS，導(dǎo)致膜孔內(nèi)部結(jié)垢，從而降低了水力清洗效率。

圖3 AGMBR和MBR跨膜壓力操作時(shí)間函數(shù)[22]Fig.3 Transmembrane pressure of AGMBR and MBR as a function of operation time

在相同MBR操作條件下，AGMBR的滲透率隨時(shí)間呈逐漸下降趨勢(shì)，而絮狀污泥的膜通量則沒有明顯下降[15]。這是因?yàn)槌墒斓暮醚躅w粒污泥粒體、粒徑均較大，相對(duì)生物密度較高，粒體處于懸浮狀態(tài)，不易被吸引到膜表面形成泥垢，而體積和質(zhì)量較小的絮狀污泥則容易在相互作用下富集于膜表面導(dǎo)致泥垢生成。有研究發(fā)現(xiàn)，由于好氧顆粒污泥能保證較好的完整性，使膜表面上形成的濾餅層不緊湊，粒體之間的孔隙導(dǎo)致濾餅層具有更松散的結(jié)構(gòu)。盡管存在這種優(yōu)勢(shì)，但也有人提出AGMBR僅能延緩TMP的增加，并不能阻止與MBR相似的濾餅層形成[14,22,25]。通過研究濾孔內(nèi)污染物發(fā)現(xiàn)，AGMBR膜污染物主要為高可溶性EPS，隨著時(shí)間的推移，這類EPS在膜孔內(nèi)結(jié)垢[42-43]，從而造成不可逆污染〔圖2(b)〕。通過對(duì)EPS組成研究發(fā)現(xiàn)，EPS中疏水性蛋白質(zhì)增加導(dǎo)致顆粒疏水性和ζ-電位增高，與膜產(chǎn)生靜電互斥作用，使膜污染形勢(shì)得到較大減緩。

5 好氧顆粒污泥穩(wěn)定性主要影響因素

顆粒穩(wěn)定性一直是AG技術(shù)研究的重點(diǎn)，對(duì)于AGMBR單級(jí)裝置影響其應(yīng)用最大的障礙是如何在長(zhǎng)期運(yùn)行中穩(wěn)定地進(jìn)行造粒，而對(duì)于兩級(jí)或多級(jí)裝置則是如何維持接種的好氧顆粒污泥的穩(wěn)定性。無論對(duì)于連續(xù)運(yùn)行還是間歇運(yùn)行方式，好氧顆粒穩(wěn)定性都非常重要。從底物基質(zhì)與進(jìn)料方式、群體感應(yīng)、EPS、金屬離子4個(gè)方面，分析影響AGMBR裝置中好氧顆粒污泥穩(wěn)定性的因素。

5.1 底物基質(zhì)與進(jìn)料方式

培養(yǎng)好氧顆粒所用底物基質(zhì)包括葡萄糖、乙酸鹽、苯酚、淀粉等合成廢水[42,44-46]。其中，以無機(jī)碳源為基質(zhì)培養(yǎng)好氧顆粒時(shí)，占主導(dǎo)地位的微生物種群是氨氧化細(xì)菌和亞硝酸鹽氧化細(xì)菌[27,47-48]；以乙酸鹽和葡萄糖作為碳源和以硝酸鹽作為氮源培養(yǎng)顆粒時(shí)，則可以促進(jìn)真菌的發(fā)育。因此，不同的基質(zhì)配合不同的馴化條件決定了細(xì)菌種類、生長(zhǎng)速率、顆粒結(jié)構(gòu)的多樣性和穩(wěn)定性等因素(圖4)。

通過厭氧活塞式進(jìn)料，選擇可生物降解的溶解性基質(zhì)，起初這類物質(zhì)會(huì)被聚磷菌或糖原積累生物吸收，逐步形成存儲(chǔ)聚合物；在后續(xù)好氧階段，由于活塞式進(jìn)料方式在提供相對(duì)較高的底物濃度的同時(shí)，確保了基質(zhì)更好地覆蓋在顆粒表面及內(nèi)部，從而使顆粒能夠充分吸收基質(zhì)，并以相對(duì)較慢的速度生長(zhǎng)[49]。正是這種緩慢的生長(zhǎng)方式，確保了顆粒的穩(wěn)定性，同時(shí)確保最佳的磷酸鹽和氮去除率[50]〔圖4(a)〕。

以脈沖式有氧混合進(jìn)料，并選擇可生物降解的溶解性基質(zhì)，可使微生物得到較好的生長(zhǎng)，同時(shí)促進(jìn)聚合物的形成，但這樣的方式會(huì)導(dǎo)致底物或氧擴(kuò)散受限[51]。在周圍氧氣充足的情況下，易降解的底物快速消耗，易導(dǎo)致絲狀菌的生長(zhǎng)[52]，此條件下需要靠增加剪切力來維持顆粒穩(wěn)定；在溶解氧濃度降低到飽和水平以下時(shí)，絲狀菌將在外層快速生長(zhǎng)，顆粒內(nèi)部在饑餓作用下逐漸腐爛，最終在剪切力下破碎。但不是所有的基質(zhì)都如此，試驗(yàn)證明銨和甲醇作為基質(zhì)時(shí)，即使經(jīng)過有氧轉(zhuǎn)化，也能產(chǎn)生良好的顆粒，這是因?yàn)檫@類基質(zhì)可以使生長(zhǎng)較慢的細(xì)菌在氧氣的作用下生長(zhǎng)，最終形成更緊密的顆?！矆D4(b)〕[53]。

以厭氧活塞式進(jìn)料，基質(zhì)選擇淀粉、蛋白質(zhì)等物質(zhì)，由于需要水解轉(zhuǎn)化，在穩(wěn)定狀態(tài)下顆粒底物主要在顆粒表面水解[54]，水解產(chǎn)物隨后轉(zhuǎn)化為儲(chǔ)存聚合物。厭氧條件下，聚磷菌、糖原積累生物等微生物得以繁殖，能夠形成良好的顆粒，顆粒形成速率取決于厭氧水解速率；在后續(xù)好氧條件下，這些水解產(chǎn)物將直接被顆粒表面的微生物利用，并受到底物擴(kuò)散限制，導(dǎo)致顆粒外層的絲狀菌生長(zhǎng)，最終形成外松內(nèi)緊的不穩(wěn)定顆?！矆D4(c)〕。

以混合好氧環(huán)境緩慢進(jìn)料，選擇易被生物降解的底物，會(huì)導(dǎo)致基質(zhì)濃度過低，基質(zhì)擴(kuò)散受到限制，為絲狀菌的生長(zhǎng)提供良好的條件[55-56]。在此條件下喂養(yǎng)的顆粒，外層絲狀菌得到較好的生長(zhǎng)，內(nèi)部微生物無明顯生長(zhǎng)，導(dǎo)致內(nèi)核被絲狀菌瓦解，因此不可能形成顆?！矆D4(d)〕。

圖4 不同碳源與進(jìn)料方式對(duì)好氧顆粒污泥形成的影響[56]Fig.4 Effects of different carbon sources and feeding modes on the formation of aerobic granular sludge

5.2 群體感應(yīng)

群體感應(yīng)(quorum sensing，QS)是一種依賴于群體密度的細(xì)胞間化學(xué)通訊方式[57]。在群體感應(yīng)中，細(xì)胞產(chǎn)生分子信號(hào)，這些信號(hào)被釋放到細(xì)胞外，被鄰近的其他細(xì)胞或產(chǎn)生細(xì)胞本身感知。對(duì)信號(hào)的濃度依賴反應(yīng)常常導(dǎo)致基因表達(dá)的變化。與群體感應(yīng)相關(guān)的代謝和行為變化允許功能協(xié)調(diào)，這有利于細(xì)菌在高豐度時(shí)EPS生成和生物膜形成[58]。研究表明，自然環(huán)境中典型的物理化學(xué)條件(如O2、HS-、pH等)[59-60]在水平梯度改變時(shí)，可以改變信號(hào)分子，信號(hào)的變化可以為細(xì)胞提供有關(guān)其局部環(huán)境的重要感官信息(圖5)[61]。由此可以證實(shí)，群體感應(yīng)可調(diào)節(jié)EPS種類和數(shù)量，而在微觀空間中，表現(xiàn)出高度多樣性的不同細(xì)菌官能團(tuán)，通常被包圍在EPS的基質(zhì)內(nèi)[62-63]。

5.3 EPS

圖5 信號(hào)與自然環(huán)境的相互作用的3種形式Fig.5 Three forms of interaction between signals and natural environment

EPS是細(xì)菌細(xì)胞表面積累的代謝產(chǎn)物，它可改變細(xì)胞表面的電荷、疏水性等理化特性[64]。EPS的稠度范圍可從致密、牢固的水凝膠向非常松散的可溶性分子轉(zhuǎn)變。造成這一轉(zhuǎn)變的關(guān)鍵原因是群體感應(yīng)信號(hào)改變了擴(kuò)散系數(shù)，而凝膠中分子的遷移率取決于其在聚合物之間的納米孔中擴(kuò)散的速度，這導(dǎo)致在致密的EPS凝膠中相鄰聚合物之間的連接較為頻繁，微生物之間孔隙較小，而松散黏液EPS的連接更少，微生物之間孔隙空間更大[61]，致密的ESP凝膠可以使聚合物連接更為緊密，從而為顆粒的形成提供條件。這些黏性EPS由蛋白質(zhì)、多糖、腐殖酸和脂質(zhì)構(gòu)成。研究發(fā)現(xiàn)，過量的多糖促進(jìn)細(xì)胞間的黏附，并通過聚合物基質(zhì)增強(qiáng)微生物結(jié)構(gòu)，在適宜的水動(dòng)力剪切力下，其被形成較為緊致的顆粒。好氧顆粒污泥多糖蛋白質(zhì)(PSPN)比通常為2.1～5.3，遠(yuǎn)高于絮狀污泥，如表2所示。

表2 不同狀態(tài)污泥EPS的PSPN組成比較

Table 2 Comparison of PSPN composition of sludge EPS in different states

表2 不同狀態(tài)污泥EPS的PSPN組成比較

污泥類型馴化時(shí)間∕d提取方式EPS∕(mg∕g)多糖∕蛋白質(zhì)數(shù)據(jù)來源好氧顆粒污泥180NaOH225±370.128陽(yáng)離子交換58±70.151文獻(xiàn)[65]絮狀污泥1好氧顆粒污泥35過濾提取94.5±2.50.45273.5±4.92.13文獻(xiàn)[66]好氧顆粒污泥甲酰胺和NaOH240±130.30文獻(xiàn)[67]好氧顆粒污泥120—160.2±4.05.25文獻(xiàn)[19]絮狀污泥好氧顆粒污泥61—61.864.845.453.38文獻(xiàn)[18]好氧顆粒污泥78陽(yáng)離子交換58.32.57文獻(xiàn)[20]絮狀污泥好氧顆粒污泥20加熱提取140.20.28170.40.28文獻(xiàn)[22]

5.4 金屬離子

廢水中引入Ca2+、Mg2+、Fe2+等金屬離子[68-70]可縮短好氧顆粒形成時(shí)間。100 mgL Ca2+濃度下成粒時(shí)間約16 d，而在無Ca2+條件下，則需要32 d，成粒時(shí)間縮短12[70]；在10 mgL Mg2+條件下，顆粒的形成速度明顯加快，且顆粒尺寸更大，內(nèi)部更加致密[69]。最初研究人員認(rèn)為陽(yáng)性二價(jià)離子和三價(jià)離子可與帶負(fù)電荷的細(xì)胞結(jié)合形成微生物細(xì)胞核[64]，但發(fā)現(xiàn)并非所有研究都表明金屬離子促進(jìn)了?；饔肹71]；后續(xù)研究從好氧顆粒中提取了細(xì)菌胞外多糖，該提取物類似于富含葡萄糖醛酸鹽的海藻酸鹽，可以與Ca2+反應(yīng)形成凝膠，促進(jìn)好氧顆粒的形成[72]。金屬離子可從一定程度上增強(qiáng)污泥的顆?；?，使顆粒的致密度與穩(wěn)定性也較好，但部分金屬離子(如Mg2+、Fe2+)存在明顯的無機(jī)污染，需要嚴(yán)格控制其投加量。

6 展望

AGMBR法具有處理效率高、節(jié)約空間、可資源回收等特點(diǎn)，研究前景良好，基本可滿足高處理效率、低排放和占地面積小的污水處理要求。其中單級(jí)AGMBR裝置可以最大化地降低污水處理廠的用地面積和投資成本，但需保證好氧顆粒能夠長(zhǎng)時(shí)間穩(wěn)定運(yùn)行；兩級(jí)和多級(jí)AGMBR裝置多設(shè)計(jì)1個(gè)造粒單元，這意味著更大的用地要求和更多的投資，但其可持續(xù)補(bǔ)充顆粒，對(duì)顆粒穩(wěn)定性要求低于單級(jí)AGMBR裝置，增加了抗風(fēng)險(xiǎn)能力。

在好氧顆粒穩(wěn)定性和造粒機(jī)制研究方面，從底物基質(zhì)與進(jìn)料方式、金屬離子的引入、EPS方面進(jìn)行分析，認(rèn)為這些因素可能改變了原有的物理化學(xué)條件，從而改變了分子的固有信號(hào)，最終影響到顆粒的形成與穩(wěn)定。為了更好地解釋造粒機(jī)制，建議今后對(duì)細(xì)胞在不同物理化學(xué)條件下群體感應(yīng)影響EPS分泌量方面開展研究，從微觀層面分析細(xì)胞和分子基質(zhì)對(duì)顆粒穩(wěn)定性的影響。

在實(shí)際應(yīng)用方面，我國(guó)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)立法日益嚴(yán)格，特別是提高了對(duì)總氮排放的要求，而AGMBR法由于顆粒外層的異養(yǎng)反硝化菌數(shù)量不足導(dǎo)致在總氮去除方面表現(xiàn)較差，去除率最高僅能達(dá)60%左右，因此總氮去除效率將是今后研究的重點(diǎn)。建議在保證顆粒穩(wěn)定性的同時(shí)，在AGMBR工藝流程中設(shè)置缺氧區(qū)，以保證反硝化反應(yīng)的充分進(jìn)行，促使總氮濃度降低和出水達(dá)標(biāo)。