流化床生物反应器在废水处理中的高效工艺研究

工程3（2017）330研究绿色化学工程述评流化床生物反应器在废水生物处理中的应用研究进展Michael J.Nelson，George Nakhla，Jesse Zhu*西安大略大学粒子技术研究中心，伦敦，ON N6A 5B9，加拿大ARt i clEINf oA b s tRAC t文章历史记录：2017年4月30日收到2017年5月15日修订2017年5月16日接受2017年6月15日在线发布保留字：废水生物废水处理流化床技术流化床反应器生物脱氮生物颗粒高效工艺废水处理是一个对保护环境和人类健康至关重要的过程。目前，最具成本效益的废水处理方法是生物处理工艺，如活性污泥法，尽管它们的运行时间很长然而，人口的增长产生了对更有效的废水处理手段的需求。流态化技术在化工和生化工程中已被证明可以提高许多过程的效率，但在大规模废水处理中尚未得到广泛应用在西安大略大学，循环流化床生物反应器（CFBBR）被开发用于处理废水。在这个过程中，载体颗粒形成由细菌和其他微生物组成的流化所固有的优良的混合和传质特性使该工艺在处理城市和工业废水方面非常有效实验室和中试规模系统的研究表明，循环流化床生物反应器可以去除90%以上的进水有机物和80%的氮，产生的生物污泥不到活性污泥法的三分之一由于其高效率，CFBBR还可用于处理具有高有机固体浓度的废水，这些废水更难以用常规方法处理，因为它们需要更长的停留时间; CFBBR还可用于减小系统尺寸和占地面积。此外，它在处理动态负载和从动态负载恢复方面要好得多（即，改变流入物体积和浓度）。总的来说，CFBBR已被证明是处理废水的非常有效的手段，并且能够使用较小的反应器体积和较短的停留时间处理较大体积的废水此外，其紧凑的设计具有更大的地理定位和隔离的废水处理系统的潜力© 2017 The Bottoms.由爱思唯尔有限公司代表中国工程院和高等教育出版社有限公司出版这是CC BY-NC-ND下的开放获取文章许可证（http：//creati v ecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）。1. 介绍1.1. 生物废水处理废水处理是保护环境和人类健康的重要过程。废水中的污染物和细菌会对水资源造成严重损害，从而对接触受污染水的人类和其他动物造成进一步损害。几个世纪以来，人类能够简单地将废物释放到环境中，几乎没有影响，因为环境能够吸收污染物。然而，随着人口的增长，这不再可能;自然今天，废水从建筑物（住宅，工业，商业，医疗等）收集。并进入下水道系统。然后，它流过管道和泵站（保持流动），直到它到达处理厂。许多已确立的工艺都能有效地处理废水.然而，随着人口的不断增加，* 通讯作者。电子邮件地址：jzhu@uwo.cahttp://dx.doi.org/10.1016/J.ENG.2017.03.0212095-8099/© 2017 THE COMEORS.由爱思唯尔有限公司代表中国工程院和高等教育出版社有限公司出版。 这是CC BY-NC-ND许可证下的开放获取文章（http：//creati v ecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/）。可在ScienceDirect工程杂志主页：www.elsevier.com/locate/engM. J. Nelson等人/工程3（2017）3303314322325724 2 323aBCd2232增加，将产生更多的废水，产生更大的处理需求[1]。为满足日益增长的废水处理需求，将需要建造新工厂，而现有工厂将需要升级和扩建。这些新的工厂和扩建将在人口中心占用更多的空间;然而，随着城市的扩张，可用于处理厂的空间将越来越少。为了解决这个问题，需要更有效的处理工艺，能够在比传统方法更短的时间内处理更大体积的废水。一种已被证明在废水处理中具有高效率的技术是循环不同的环境条件和基质[1]。所涉及的两个主要类别的细菌根据它们为细胞生长消耗的碳的类型进行分类三种主要的环境条件是好氧（存在氧气）、缺氧（存在硝酸盐，几乎没有氧气）和厌氧（没有氧气或硝酸盐）条件[1]。1.1.1. 好氧有机氧化异养细菌氧化有机物质以获得能量并将其用于生物质合成。基本反应如下：流化床生物反应器（CFBBR）[2]，是在C H O N（有机物质）+ O → CO + H O + NH（一）加拿大西安大略大学本次审查涵盖了重新-一BCD2 2 2 3该研究是在大学进行的实验室和中试规模的CFBBR系统，用于处理城市污水（MWW）和各种工业废水。必须从废水中去除的主要污染物是碳、氮和磷，包括有机化合物、氨、磷酸盐和许多其他污染物。颗粒和胶体固体也必须去除。最后，有害的病原体需要稳定和/或破坏[1]。污水处理厂（WWTP）的传统布局从初级处理开始，通过物理分离过程（如筛选和重力沉降）去除大的固体。其次是二级处理，其中大部分生物处理发生。最后，废水进入三级处理，在那里进行化学抛光和消毒（如有必要）。 图 1显示了使用活性污泥系统的污水处理厂的基本布局。二级采用生物处理工艺，如反应（1）中所见，有机材料（例如， C5 H7 O 3 N）被分解成二氧化碳、水和氨，使用氧气作为氧化剂[1]。1.1.2. 硝化自养细菌利用氨作为电子供体进行碳固定过程，将无机碳转化为有机碳化合物。该还原-氧化反应氧化氨以形成亚硝酸盐，然后进一步氧化亚硝酸盐以形成硝酸盐。细菌利用同样的反应获得能量，用于其他细胞功能。由于自养细菌的生长产量和速率较低，因此必须首先去除液体中的大部分可生物降解的有机物。否则，异养细菌将占主导地位的增长和竞争的硝化细菌，导致冲洗的硝化细菌。NH+ + HCO治疗部分。生物处理是通过生物反应器中的微生物生长进行的;微生物通过代谢过程消耗污染物。生物处理一般有两种形式：悬浮生长和附着生长。NH+ + O → NO反应（2）显示氨被用作电子供体以将无机碳（HCO一些3 2在悬浮生长中，微生物菌落（絮凝物）在混合液中自由游动/漂浮。混合是机械诱导的，通过叶轮或通过来自底部的空气流。最著名的悬浮生长工艺是活性污泥工艺（图1）。附着生长，也称为固定膜，其特征在于由细菌、颗粒、细胞外聚合物和在支持介质上生长的凝胶组成的生物膜（图2）。用于附着生长的典型载体介质是岩石或塑料。理想的载体是多孔的，具有粗糙的表面，允许比光滑的无孔表面更有效的附着[1]。在一般废水处理中进行的四个主要过程是好氧有机氧化、硝化、反硝化和生物除磷。通过这些过程，大部分的碳、氮和磷被去除。这些过程由不同类型的细菌进行，的氨也被并入新的生物质中。反应(3)显示了氨的整体氧化形成硝酸盐[1]。1.1.3. 反硝化某些细菌在其电子传递链中有一种硝酸还原酶通过这个过程，硝酸盐在一系列反应中被还原为双原子氮，然后由于其低溶解度而从水中起泡。应该注意的是，这一过程只能在低氧和高硝酸盐浓度（缺氧条件）下发生;否则，硝酸还原酶将被抑制[1]。NO反应（4）与反应（1）的相似之处在于，图1.一、 常规污水处理厂的布局。图二、附着生长生物处理。332M. J. Nelson等人/工程3（2017）330氧化成二氧化碳水和氨然而，在这种情况下，硝酸盐取代了氧作为电子受体。当硝酸盐被还原时，它们变成双原子氮（N2）并以氮气的形式离开系统[1]。1.1.4. 生物除除了通过生物质合成去除磷之外，当存在大浓度的磷时，发生增强的生物除磷（EBPR）。EBPR是一个两阶段的过程，由一组称为聚磷酸盐积累生物体（PAO）的细菌进行。这些微生物能够以多磷酸盐颗粒的形式储存大量的磷酸盐。这是一种能量储存方法，当有氧代谢途径不起作用时（即，在没有氧气的情况下）。第一阶段是厌氧过程，PAO利用其储存的磷酸盐吸收和储存有机物质（乙酸盐和短脂肪酸），同时将磷酸盐释放到水中。第二阶段是需氧过程，其中PAO使用储存的脂肪酸作为能量来源来吸收水中的磷酸盐，并将磷酸盐储存为聚磷酸盐颗粒。然后，微生物在澄清池中沉淀，并循环到过程的开始，并去除任何多余的污泥。在EBPR中，磷酸盐最终从储存在PAO中的废污泥中去除[1]。1.2. 流化床生物反应器流化是一种向上流动的流体悬浮颗粒床的过程。流化提供了许多优点，包括优异的混合、增加的传质、大的比表面积以及均匀的颗粒和温度分布。流化床最早是在20世纪20年代用于煤气化[3]。它的第二个主要应用是流化催化裂化，这是在20世纪40年代开发的[4]。这两种工艺都利用了气固流化，这种技术后来被开发并应用于许多其他工艺。液-固（LS）和气-液-固（GLS）三相流态化是后来发展起来的，并已被证明在生化过程中具有巨大的潜力和应用[5]。这两种流态化形式的基本轮廓和功能将在下面两节中介绍。1.2.1. 流化LS流化通过悬浮和/或夹带固体颗粒床的向上移动的液体流来工作。尽管存在几种流化状态，但在废水处理中使用的两种状态是常规和循环状态。图3和图4 [5]分别提供了常规和循环流化系统在常规流化中，液体速度不足以夹带颗粒并将其从塔中冲洗出来[3]。在循环流化中，使用高液体速度将颗粒带到塔的顶部，然后通过再循环管线或塔将它们返回到底部[6]。GLS三相流态化与LS流态化具有相同的总体布局，不同之处在于增加了空气分布器和液体分布器。在GLS流化中，液流和气泡都包裹颗粒。与LS流化类似，GLS流化可在常规和循环两种方式下操作[7]。然而，根据工艺的具体要求，只有一个塔可以具有气体分配器;因此，只有一个塔可以用GLS流化操作。本文讨论的过程遵循这种设置。1.2.2. 流化床生物反应器流化床生物反应器（FBBR）是LS的一种应用流化床这些生物反应器可以在单柱或双柱系统中运行，这FBBR是一个附着生长过程。微生物附着在流化介质上，并在表面形成生物膜（图1）。 5）[1]。如果工艺包括曝气，则柱中的流化由再循环废水和/或空气流引起[5]。与所有流化工艺一样，FBBR工艺中的良好混合、增加的传质和增大的表面积增强了其功能。使用比其他附着生长系统（如集成固定膜活性污泥（IFAS）和移动床生物反应器（MBBR）系统）中的颗粒更小的颗粒，再加上优异的微生物附着特性，导致生物膜厚得多;因此，暴露于水的膜的表面积比传统的附着生长工艺高得多。废水基质和生物膜之间的接触增加，也允许这个过程中，以打破较大的化合物，通常是更难以处理。此外，FBBR已被证明是能够处理更大的负荷和操作在较低的水力停留时间比一个典型的生物反应器。2. 循环流化床生物反应器西安大略大学开发的CFBBR系统图三. 常规双流化床系统。改编自Ref。[5]。见图4。具有颗粒循环的液体流化床的布置。改编自Ref。[5]。图五、颗粒生物膜。M. J. Nelson等人/工程3（2017）3303334是能够维持两种不同环境的双塔系统，这对于生物处理是有利的[5]。CFBBR具有好氧柱（中高氧）和缺氧柱（低氧，高硝酸盐），使其能够在同一过程中实现硝化和反硝化。它也可以在两个柱之间进行颗粒交换，以便由于好氧和厌氧环境之间的转移而增强除磷[8]。CFBBR已经在实验室和中试规模的反应器中进行了测试，以处理MWW和渗滤液。2.1. 研究规模2.1.1. 实验室规模CFBBR-1首先用实验室规模的反应器（CFBBR-1）测试CFBBR，所述反应器由提升管、下行管和在每个柱的顶部的液-固分离器该系统的示意图如图6 [9]所示。CFFBR-1的结构类似于图4所示的循环流化系统，其在提升管和下降管之间进行颗粒循环。该系统在提升管处于循环流化状态和下行管处于常规状态的情况下操作，液体和颗粒在LS分离器的顶部分离。提升管顶部的颗粒被转移到下行管。由于颗粒在下行床中比在提升管中更紧密地堆积，从提升管转移到下行床的富含生物膜的颗粒将由于颗粒彼此碰撞时的剪切和磨损而失去其生物膜。作为结果，生物质的损失增加了颗粒的密度，增强了它们通过常规流化床的向下流动下行管底部的颗粒再循环到提升管底部，再次开始循环。下行管顶部的液体剩余的富硝酸盐液体循环回下行床进行流化，并循环回提升管进行流化和脱氮。在该装置中，熔岩岩被用作载体介质。平均粒径为0.67mm，堆密度为1720 kg·m-3，真密度熔岩的比表面积约为9000m2·m该系统的设计使下行床在空气压力下运行见图6。CFBBR设计图显示了气体、液体和固体流动的方向[9]。厌氧条件下（三相流化）实现生物有机氧化和氨的硝化。提升管在缺氧条件下（两相流化）运行，以实现硝酸盐的脱氮。该系统也显示出了EBPR的潜力，尽管没有达到与专门为EBPR设计 这是因为CFBBR缺乏EBPR所需的真正厌氧区[1]。 表1 [9]提供了CFBBR的流入物和流出物质量的总结。CFBBR-2在实 验室 规模 下测 试的 另一 个系 统是双 流化 床生 物反 应器（CFBBR-2）。图7 [10]提供了该系统的示意图。与CFBBR-1一样，CFBBR-2由两个柱组成：一个好氧柱和一个缺氧柱。然而，这些塔具有相同的高度，并且都以常规流化操作，类似于图3中所示的配置。由于两个柱都在常规的流化状态下操作，因此不发生连续的颗粒交换CFBBR- 2是在发现颗粒循环在CFBBR处理性能中不起重要作用后设计的。只有在需要强化除磷的情况下，才需要颗粒的循环。必要时，可以通过在塔的顶部和底部使用叶轮来进行提升管和下行管之间的颗粒循环，以周期性地转移颗粒，从而使颗粒循环在工艺内独立。因此，好氧柱底部的颗粒将被转移到缺氧柱，而缺氧柱顶部的颗粒将被转移到好氧柱[10]。这种特殊的系统具有两个相同形状和体积的柱;然而，柱尺寸可以根据每个柱所需的水力停留时间（HRT）而变化。由于该系统在两种情况下都以常规流化方式操作，表1循环流化床生物反应器进出水水质（单位：mg·L-1）[9]。参数进水和出水化学需氧量273 26SCOD73 21NH+-N 19 0.73COD：化学需氧量; SCOD：可溶性化学需氧量; TN：总氮; TP：总磷。图7.第一次会议。CFBBR-2系统图[10]。NO-0.56.5TN31.28.6TP3.80.8TSS1444VSS1183334M. J. Nelson等人/工程3（2017）330柱中，生物膜上的剪切速率低于CFBBR-1中的这导致低得多的分离速率和较长的固体保留时间（SRT），最终导致整个系统的观察到的生物质产率低得多。观察到的固体产率范围为0.06-0.16 g（VSS）·g（COD）CFBBR-2系统具有与CFBBR-1相似的生物营养物去除（BNR）性能和出水水质。表2 [10]总结了CFBBR-2的进水和出水质量。在1.3、1.7和2.3kg（COD）·（m3·d）所有这些负荷的出水水质和BNR效率是相似的。当OLR大于2.3kg（COD）·（m3·d）然而，在较低的OLR中，测得的脱离率远低于CFBBR-1在实验室和中试规模，使其具有相对较长的SRT[10]。2.1.2. 中试规模在实验室规模的成功之后，在加拿大伦敦的阿德莱德污水处理厂建立了中试规模的系统并进行了测试。作为伦敦市的六个污水处理厂之一该系统具有与实验室规模系统相同的一般配置、布局和图8显示了中试规模系统的设计[12]。该系统的载体介质为火山岩，其平均粒径为0.67mm，体积密度为1720 kg·m中试规模的循环流化床生物反应器设计为处理5m3·d该系统的一个特殊方面是证明了其出水水质：VSS和磷浓度低到足以满足所需的二级出水水质，而无需二级澄清或化学除磷这表2CFBBR-2系统进出水水质（单位：mg·L系统处理高固体进料和产生低固体流出物的能力可以允许未来的WWTP减小其澄清器的尺寸和成本[13]。表3 [12]提供了研究所有三个阶段的治疗数据。I ~ III期平均进水流量表4 [9，10，12，14，15]提供了实验室和中试规模BNR效率以及替代技术和方法效率的完整总结。典型的活性污泥工艺在4-2.2. 对动态载荷条件的废水系统的一个关键方面是其处理动态负荷的能力，同时仍然有效地处理废水并保持足够的BNR。有两种常见的动态加载形式第一种是与之前类似的营养物负荷突然增加的流量，导致更大体积的稀释废水。43表3中试规模CFBBR研究的进出水数据（单位：mg·L-1）[12]。43TCOD：总化学需氧量。参数进水流出物Cod26220SCOD2349.5铵态氮26.10.5NO-0.73.9TN29.55.4TP4.43.8TSS2716.3VSS1912见图8。中试规模CFBBR的配置[12]。参数I期（2880 L·d二期（4320 L·dIII期（5800 L·d进水流出物进水流出物进水流出物TCOD332 ± 4226 ± 3349 ± 3839 ± 8496 ± 15245 ± 7SCOD71 ± 1413 ± 4100 ± 1615 ± 4117 ± 2323 ± 5铵态氮22.1± 5.21.2 ± 0.524.6± 2.90.9± 0.325.8 ± 1.19.5± 0.9无dfff--N0.9± 0.63.6 ± 1.20.4± 0.14.7 ± 1.30.4± 0.12.8± 0.6TP4.9± 11 ± 0.14.2± 0.81.2 ± 0.25.9± 0.61.2 ± 0.4TSS217 ± 2711 ± 2219 ± 2622 ± 6443 ± 17427 ± 6VSS174 ± 289 ± 2171 ± 2316 ± 5315 ± 10621 ± 6M. J. Nelson等人/工程3（2017）330335这方面的一个例子是潮湿的天气流[16]。另一种形式是有机冲击负荷，其中水中的有机物和/或固体浓度急剧增加，而体积保持不变[1]。这两种形式的动态负载进行了测试中试规模的系统在阿德莱德污水处理厂。2.2.1. 潮湿的天气流潮湿的天气流是一个挑战，任何工厂在一个地区经常下雨和下雪。流过相同单元的废水体积增加导致停留时间减少，从而降低系统的去除效率。这导致流出物的污染物浓度高于通常。在极端的情况下，水也有可能通过旁路输送这两种情况都可能对环境造成损害，除非处理得当[1]。在阿德莱德污水处理厂的中试规模的循环流化床生物反应器模拟潮湿的天气流。将清洁的自来水添加到流入物中以增加体积负荷，从而模拟潮湿天气的水流。基线流量开始于5m3·d然后加入清水使总流量增加到10m3·d这些增加的流量中的每一个都保持了4小时，这是增加潮湿天气流量的平均时间[17]。考虑到该系统的设计流量为5m3·d在废水处理系统的设计中考虑潮湿天气流量时，峰值流量系数4是一个常见的设计参数[17]。如第2.4.2节所示，试验中稳态COD、总氮（TN）和总磷（TP）的去除率分别约为90%、80%和70%在动态测试期间，出水水质以及有机物和营养物去除率出现可测量的下降，但水平仍在可接受范围内。这一结果在某种程度上是预期的，因为效率下降是水力过载的主要影响[16]。稳态和动态出水水质以及BNR效率总结见表5和表6[17]。在模拟的潮湿天气流中，有机物和营养物的去除效率确实下降。在两倍于典型流速（10m3·d去除效率和出水水质在可接受的参数范围内[18]。但在4倍流量（20m3·d-1）下，处理效果这一结果表明，最大允许湿天气流量介于10 m3·d循环流化床生物反应器可以继续运行，而不需要二次澄清或化学品添加用于除磷。当循环流化床生物反应器的动态负荷的响应进行了比较与其他固定膜工艺，循环流化床生物反应器被发现有类似的出水水质和去除效率。表7 [17，19除了系统对动态负荷的即时响应外，另一个重要因素是系统的过去对传统工艺的研究表明，它们可能需要7天到15天才能从持续2小时的峰值因子2.5恢复过来[1]。对循环流化床生物反应器恢复水力超载的研究表8 [17]显示了在水力超载之前、期间和之后24小时测量的附着生物膜、硝化速率和反硝化速率的变化2.2.2. 有机冲击负荷有机物浓度的急剧增加破坏了系统中发生可生物降解有机污染物的大量增加而没有相应的可用氧的增加将导致非硝化异养菌对硝化自养菌的统治，这是由于好氧异养菌的更高的生物量产量和更快的利用率这种情况导致硝化细菌的冲洗（损失）和硝化效率的总体降低。硝化细菌的大量损失可能难以恢复，因为它们的生长速度很慢最终，由于营养物去除效率的下降，出水COD和氨将增加[1]。在实验室规模的研究中，使用CFBBR-2处理合成表4BNR性能总结。名称源HRT（h）EBCT（h）SRT（d）OLR [kg·（m3·d）化学需氧量（%）N（%）P（%）生物量产率[mg（VSS）·mg（COD）CFBBR-1[9]第一章2.040.8244–563.369178850.12-0.135CFBBR-2[10个国家]2.880.9872–1082.239784120.071中试循环流化床锅炉[12个]2.031.520–394.129080700.12-0.16UASB[14个]3.2--2.634---AnMBR[第十五条]7.92--5.9-19.858---HRT= VReac tor/Q;EBCT= VCommpac tedbd/Q（有效接触时间）;UASB：上流式污泥床;AnMBR：厌氧生物膜反应器。表5中试规模循环流化床生物反应器稳态和动态负荷出水水质汇总表（单位：mg·L-1）[17]。434a根据5m3·d-1进水数据估算参数5m3·d10m3·d20m3·d进水流出物流入a流出物流入a流出物TCOD5784128964.2144.563SCOD192209624.54822铵态氮35.20.917.629.83.4NO-<零点零六5.4<零点零三5.7<0.2秒6.9PO--<1-0.5-0.4TP12.51.36.31.83.22.7TSS44332221.5-11138VSS33922169.5-85-336M. J. Nelson等人/工程3（2017）330废水中，系统的有机冲击负荷的响应进行了测试，通过逐步增加进水COD。进水COD浓度从420 mg·L-1开始1200 mg·L13.2 kg（COD）·（m3·d）液体循环和通气速率在冲击加载期间保持不变[22]。在测试过程中，正如预期的那样，硝化效率从95%下降到49%，由于异养生物占主导地位的增长和溶解氧（DO）的限制。上升段和下降段的DO最低时分别为0 mg·L在稳态操作期间，DO测量为0.3 LCOD去除率也从93.4%下降到64.1%，但没有硝化效率在COD去除率和硝化效率的下降被认为是在出水时，COD去除率和硝化效率急剧增加，在同一时间，1.8小时进入测试。间歇比硝化速率试验证实了硝化效率的降低，在10 h的碳冲击负荷后，硝化活性降低了15%。该结果表明在冲击负荷期间硝化生物质尽管生物质活性的变化，在系统中测量的附着生物质的总量在冲击负荷期间没有实质性的变化2.3. 中水回用除了满足典型的二级出水质量标准而无需额外处理（澄清或化学添加）外，CFBBR还显示出可用于非饮用再利用应用（如农业灌溉或工业用途）的出水。为了使处理后的废水能够回收，它必须具有合理的消毒特性-这意味着它必须易于消毒，而不需要表6中试规模CFBBR中动态加载BNR效率的总结[17]。BNR效率5m3·d10m3·d20m3·dCOD去除率（%）907549氮去除率（%）803923磷去除率（%）704316大量的化学品或能源。合理消毒必须满足的两个主要要求是生化需氧量和TSS浓度小于30 mg·L-1 [18]，因为满足这些要求使紫外线消毒合理[9]。CFBBR在其稳态运行期间能够满足或接近这些要求。动态负荷出水经澄清、投加药剂等处理后，也能达到该标准。2.4. 其他设计注意事项、问题和挑战2.4.1. 蠕虫捕食污水处理系统中的污泥龄对固体产率有重要影响.较长的SRT通常会导致较低的产量，因为生物量衰减的程度更大[23]。固体产率也可能受到系统中存在的能够消耗微生物的较大生物体的影响，例如原生动物、后生动物和寡毛类蠕虫。这些捕食者得到更长的SRT的帮助，因为更长的SRT给了他们更多的时间来消耗微生物[24，25]。在过去的二十年中，在使用蠕虫降低废水系统中的固体产率方面已经取得了进展。在大多数情况下，在活性污泥池和二次澄清池之间采用单独的蠕虫反应器[26]。在实验室研究了蠕虫对循环流化床生物反应器的捕食作用规模在该系统中，蠕虫在下行床中活跃，当颗粒向下移动时消耗生物膜。当颗粒移回上升管时，生物膜会再生，直到颗粒返回下降管继续循环[27]。总的来说，发现在系统中集成蠕虫捕食可以实现COD和氮的同时去除。BNR效率与过去的研究是一致的，该系统显示出大大降低固体产量由于蠕虫捕食。该研究显示，观察到的固体产率为0.082 g（VSS）·g（COD）2.4.2. 碳氮比对生物固氮效率的影响为了研究碳氮比的影响，进行了实验室规模的研究，以研究在恒定氮负荷的情况下改变COD负荷将如何影响同时的COD和氮去除。由于高COD浓度降低了硝化菌的活性，因此将产生较少的硝酸盐，从而提高了硝化效率。表7动态负荷出水和营养物去除百分比的比较过程源HRT（h）进水（1COD，2NH4，3TSS，4TN）（mg·L出水（1COD，2NH4，3TSS，4TN）（mg·L去除率（1COD，2TN，3TP）浸没式定片[19个]3.21450、3120、480165，211，319190%，280%0.7-一千一百一十，二百五十五，三百三十175%，220%移动床[20个]1.41527、218.51121，211，353175%0.4-1230、218、3104156%曝气生物滤池[21日]2.01235157，319185%0.8-1138，341135%循环流化床锅炉[17个]3.21578、3443、461147，21，331190%，280%，370%0.8-165，24.7，350149%、223%、316%表8动态负荷研究期间的生物量特征[17]。参数过载前过载期间过载后24 h厌氧生物膜[mg（VSS）·g（颗粒）16.715.415.6好氧生物膜[mg（VSS）·g（颗粒）6.96.26.3硝化作用{g（NH4）·[g（VSS）·d0.120.080.1反硝化 {g(NO3）·[g（VSS）·d0.340.280.31M. J. Nelson等人/工程3（2017）330337活动[1]。在相同的空床接触时间（EBCT）（0.82 h）下测试了10：1、6： 1和4：1的 COD/氮（COD/N）比总COD去除率在三个阶段之间没有太大变化，始终达到90%以上的去除率。然而，在上升管中发生的COD氧化的量与下降管相比在两个阶段之间发生变化在COD/N比为10： 1时，约37%的COD在提升管中被氧化。该相对低的值是由于该阶段具有由硝化产生的最低量的硝酸盐4： 1 的COD/N比导致约57%的COD在提升管中被氧化。这个较高的值是由于在硝化过程中产生的硝酸盐的量较高随着进水比的减小，脱氮效果逐渐降低，进水比为10： 1、6： 1和4： 1时，TN去除率分别为~91%、~ 82%和前两个阶段都达到了可接受的出水水质，而第三阶段没有，需要额外的处理才能达到可接受的出水水质[18]。所有三相均显示出较低的固体产率，这一发现与其他CFBBR研究一致;三相的产率范围为0.113. 高浓度废水处理除MWW外，CFBBR技术已被应用于垃圾渗滤液的处理和垃圾处理。采用厌氧流化床生物反应器（AnFBR）作为好氧平台，对生物乙醇生产过程中产生的废水污泥（一级污泥和二级污泥）和稀酒糟进行处理。3.1. 循环流化床生物反应器（CFBBR）基本形式的应用3.1.1. 垃圾渗滤液当垃圾填埋场中的有机废物被存在的细菌分解并与水混合时，垃圾填埋场渗滤液形成，产生可溶性COD、氨和其他污染物的高浓度溶液由于垃圾渗滤液的毒性，对其进行有效处理具有重要意义。高浓度的COD、氨和重金属，以及许多其他污染物，存在于垃圾渗滤液中，如果不适当地处理和去除，会严重破坏环境。此外，垃圾渗滤液的低碳氮比使得生物处理具有挑战性。随着排放限制越来越严格，常规的生物处理与物理和化学处理方法相结合可能不再足以有效处理垃圾渗滤液[29]。除了作为处理MWW的一种手段进行测试外，试点-规模的CFBBR位于阿德莱德污水处理厂进行了测试，作为一种手段，处理垃圾渗滤液。它将好氧和缺氧条件整合到一个单一的过程中，使其成为实现更高要求的处理标准的合适候选者。CFBBR系统的物理操作与处理MWW时缺氧提升管在快速流化工况下运行，好氧下行管在常规工况下运行。对于渗滤液处理，CFBBR不使用颗粒循环运行[30]。中试规模的循环流化床生物反应器进行了测试，在不同的负荷和相应的水力停留时间从W12A垃圾填埋场，加拿大伦敦。表9 [30]显示了使用的三种流速及其相应的负载值。表10 [30]显示了每个阶段的平均进水和出水水质。CFBBR显示出非常低的固体产率。对于阶段在第二阶段，在OLR为2.15时，CFBBR实现了COD、氮和磷的去除效率为分别为~ 85%、~ 80%和~ 70%。这些去除效率与在CFBBR中处理MWW时获得的去除效率相似。然而，实际的流出物浓度从处理过的渗滤液较高，考虑到较高的进水浓度。表11 [30-34]比较了其他处理方法与CFBBR的COD去除效率。3.1.2. 渲染浪费循环流化床生物反应器还用于处理另一种高浓度废水：粉刷废水。渲染来自畜牧业和食品加工业;它是有机废物混合在一起形成有机和营养浓度高的废水时产生的。与所有高浓度废水一样，租赁废水必须符合一定的排放质量标准，才能排入市政下水道[35]。在加拿大哈 密 尔 顿 的 一 个 实 验 室 装 置 上 ， 以 火 山 岩 为 载 体 介 质 （ 直 径0.67mm，堆密度1720 kg·m-3），建造了一台CFBBR-1反应器该研究分三个阶段进行，进水流量和OLR各不相同[36]。表12 [36]提供了反应器操作参数的总结。循环流化床生物反应器（CFBBR）在处理抹灰层时表现出优异的性能浪费。在研究中具有最高OLR的阶段I中，COD去除率在90%以上，氮去除率为79%。该试验中的固体产率与使用CFBBR的其他研究中的固体产率相似，平均产率为10%。0.12 g（VSS）·g（COD）表13 [36]提供了进水和出水表9渗滤液处理的CFBBR操作条件[30]。参数柱一期二期III期进水（L·d-650720864Avg. OLR [kg（COD）·（m3·d）-1.92.152.6EBCT（d）有氧0.430.380.32缺氧0.120.110.09HRT（d）有氧0.890.810.67缺氧0.270.250.21SRT（d）有氧262118缺氧181713表10渗滤液进出水水质（单位：mg·L-1）[30]。参数进水和出水43表11渗滤液处理方法比较反应器类型进水COD（mg·LHRT（h）COD去除率（%）源循环流化床锅炉1259885[30个]滴滤池800–13504.552[三十一]UASB1120–35202477[32个]MBBR1740–48503660[33个]FBBR1100–38003482[34个]一期二期III期TCOD1259195197302SCOD1025149153245TSS263566058VSS156383744铵态氮36034.635.454.7NO-3.157.559.963.9TP6.2111.2338M. J. Nelson等人/工程3（2017）330反应堆的参数虽然CFBBR具有非常高的COD和氮去除效率，但由于高进水COD浓度导致研究的所有阶段中出水COD浓度均超过1000 mg·L-1（而典型的下水道排放为300 mg·L-1 [18]），因此无法满足下水道排放要求许多其他参数也高于其允许的排放限值。然而，高的去除效率和低的固体产率显示了CFBBR延长反应器内的停留时间可以提高处理效果。同时，采用多级处理工艺或化学抛光可以提高处理性能，使循环流化床生物反应器达到排放标准。3.2. 厌氧流化床平台CFBBR-2还被测试为处理高强度和高固体废物流（如城市污泥和玉米乙醇稀酒糟）的厌氧平台AnFBR的示意图如图所示。 9 [37]。与CFBBR一样，厌氧平台利用附着在载体介质上的生物膜来处理废水;然而，该过程中的微生物是厌氧的。因为该过程仅需要厌氧环境（即，它不需要有氧或缺氧环境），使用单个柱并在常规流化状态下操作[37]。由于厌氧微生物的环境要求，该系统必须保持在37 °C和6.8-7.4的pH值下3.2.1. 城市废水污泥城市污泥是废水处理过程的副产品。初沉污泥（PS）是在对废水进行筛选和除砂之后从初沉池产生的，并且主要由有机材料组成。活 性 污 泥 在 二 沉 池 中 沉 淀 ， 然 后 浓 缩 成 浓 缩 的 废 活 性 污 泥（TWAS）。TWAS主要是活性生物质，由活性污泥中存在的细菌和其他微生物组成。TWAS通常需要更长的治疗时间，因为它在很大程度上表12渲染治疗操作参数总结[36]。参数柱一期二期III期进水流量（L·d-2 ± 0.11.5 0.05 ±1 ± 0.05OLR [kg（COD）·（m3·d）-14.6117.3HRT（h）缺氧9.3612.2418.48有氧39.652.879.2EBCT（h）缺氧5.527.3611.04有氧14.1618.8828.32SRT（d）缺氧24.820有氧3.27.133由活性生物质组成[38]。测试AnFBR对PS和TWAS的消化。在1.8 ~ 16 L·d-1的流速范围内，对每种污泥分别进行了消化试验TSS平均进水量PS为38989mg·L-1，TWAS为34834 mg·L-1，而TCOD平均值表14和表15 [37]分别总结了治疗PS和TWAS的结果正如预期的那样，TWAS的处理不如PS的处理广泛，因为TWAS主要由活性生物质组成，因此更难以消化，而PS主要由非活性有机材料组成。然而，AnFBR能够在比常规方法短得多的HRTs下有效地处 理 PS 和 TWAS ， 同 时 由 于 大 量 的 生 物 质 附 着 而 保 持 极 高 的SRT[37]。与传统方法相比，AnFBR在更短的HRT下实现了更高的VSS和COD去除效率此外，它能够实现这些效率，同时在比常规厌氧消化器高5-表16 [37，393.2.2. 稀酒糟用于生产乙醇作为生物燃料的原料之一是玉米。玉米被捣碎并发酵，产生乙醇。未发酵玉米的剩余醪液和液体是一种高强度废物，称为酒糟，必须在排放前进行处理[42]。尽管酒糟可以被重新用作牲畜的食物来源，见图9。AnFBR系统图[37]。表13渲染处理进出水参数（单位：mg·L-1）[36]。43参数进水流出物一期二期III期TCOD29 509 ± 6783 151 ± 5862 263 ± 2201 305 ± 85SCOD28 527 ± 2831 466 ± 4651 039 ± 118853 ± 32铵态氮605.3 ± 6.2121.8 ± 23.194.4± 9.60.9± 0.4NO-3.8± 4.48.9± 2.95.5 ± 1.33.1± 0.7TP44.8± 5.434.6± 8.127.1± 3.39.8± 2.1TSS973 ± 2152 000 ± 6111 282 ± 159460.8 ± 48.2VSS676 ±1601 379 ± 369908 ± 89329.9 ± 51.8M. J. Nelson等人/工程3（2017）330339由于高的能量需求，干燥过程经常使其不经济相反，厌氧消化是一种合适的处理方法，可以将酒糟转化为沼气，沼气可以通过燃烧回收用于能源生产，同时去除大部分有机物[43]。探 讨 了 使 用 AnFBR 的 稀 酒 糟 的 可 处 理 性 。 AnFBR 以 OLR 为0.00000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000000