接种污泥浓度对剩余污泥发酵产酸的影响研究
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实验中使用的接种污泥，是将污水处理厂剩余污泥接种适量污水沟底泥后，用实验室配 制的高浓度有机废水进行驯化培养，在厌氧状态下富集产酸细菌，系统稳定运行两个月后污 泥上清液 COD>2000mg/l，VFAs>800mg/l，污泥具有良好的水解酸化性能。剩余污泥来自实 验室培养的具有脱氮除磷性质的活性污泥。两种污泥的的主要性质见表 1。
2135 787
6.85 16180
145 48
水浴盆
图 2 实验装置图 Fig.2 Schematic of experimental apparatus
NH3-N 上清液 PO43--P 上清液
TS VS
308.3
115 13920 11220
8.1
1.6 12545 10555
1.2 污泥性质
1.3 测定方法
水样在 5000r/min 下离心 10min 取上清液过滤后测定其中 COD、VFAs、NH3-N 和 PO43--P 浓度。测定方法如下：COD 美国 HACH-COD 测定仪（DR/2010 型）[9]；NH3-N 纳氏试 剂分光光度法；PO43--P 抗坏血酸-钼酸铵光度法；pH 雷磁 PHS-3C 型精密 pH 计；VS 105℃干燥/550℃挥发固定性残渣重量分析；VFAs 测定采用挥发性脂肪酸总量比色测定法 [10]。
1. 材料与方法
1.1 实验装置
将驯化好的接种污泥按 0、20％、40％、60％、80％、100％的投配比装入反应器中同 剩余污泥均匀混合，分别编号为 1＃、2＃、3＃、4＃、5＃、6＃（装置如图 2 所示），反应器容积 为 5L，反应器顶口加盖以降低液面蒸发，实验过程中，将反应器置于 30±1℃的恒温水浴器 中，通过机械缓慢搅拌使污泥处于悬浮状态。间天从反应器中取样（约 25ml 混合液）测定 各项指标，在实验的 30 天里除取样外不另外添加或排出污泥混合液。
6 个反应器中 PO43--P 浓度也呈现一定的梯度，结合上述 COD、VFAs 和 NH3-N 浓度变 化情况可以推断，这种梯度最初由接种污泥同剩余污泥的浓度差异引起，但随着发酵的进行 这种差异逐渐减小，最终由于剩余污泥发酵速率放缓而趋于稳定。
2.5 pH 值变化规律及分析
在混合污泥发酵过程中 pH 值一直都随时间逐渐上升并最终都超过了 8.0，pH 值上升与 NH3-N 浓度变化规律十分类似（如图 4 所示），这是因为混合液的 pH 值是由溶解的 VFAs、 NH4+和 CO2 等酸碱物质共同作用决定，当 NH4+的影响占主导时，pH 值会随 NH3-N 浓度的 升高而逐渐升高，污泥发酵过程中释放出的大量 NH4+，抵偿了 VFAs 浓度增大对 pH 值的影 响而主导了 pH 值的变化趋势[7]。
搅拌器
取样口
表 1 接种污泥和剩余污泥的初始特征/mg·L-1
Table 1 Characteristics of the seed sludge and the excess activated sludge / mg·L-1
项目
接种污泥
剩余污泥
pH TCOD 温度调节器 COD 上清液
VFAs
7.43 17760
而当初始剩余污泥浓度超过接种污泥浓度时1vfas浓度在整个过程中出现两次峰值其中1分别在第6810天出现第一次最大值300400mgl随后开始急剧下降分别在第141410天降到最低到第25天左右第二次达到最高分别为355mgl436mgl和545mgl分析其原因实验刚开始时水解发酵细菌降解剩余污泥使vfas浓度开始升高随后由于产甲烷菌的大量繁殖使vfas被迅速利用耗尽降低约200mgl但vfas浓度降低对cod的影响并不明显由于缺乏可利用的基质产甲烷细菌也由此减少而整个过程中水解发酵细菌并没有丧失其优势它们仍保持较高的水解酸化速率而使剩余污泥的水解产物葡萄糖氨基酸和脂肪酸等和发酵产物vfas持续增加当vfas浓度上升到第二次最高时产甲烷菌重新爆23nh浓度变化规律及分析在30天的发酵时间里混合污泥上清液中nh浓度一直都在上升如图4所示但5001000150020002500300012151821242730cod随发酵时间的变化fig2changecodduringfermentation10020030040050060070080090012151821242730http
等方法越来越受到经济、技术和安全等因素的制约，在这些常规方法不能有效解决目前污泥
问题的背景下寻求从源头上减少污泥产量的方法就显得更加迫切了。
本课题组从污泥减量的要求出发，提 出了在既不影响污水处理效果和环境安
排除厌氧富磷污水
全的前提下的 A2O&旁路污泥减量系统的 思路（工艺原理如图 1 所示）。它是指将 具有脱氮除磷功能的 A2O 污水处理系统
500
400
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Байду номын сангаас
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图 4 NH3-N 浓度随发酵时间的变化
Fig.4 change of NH3-N during fermentation
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图 3 VFAs 浓度随发酵时间的变化 Fig.3 change of VFAs during fermentation
上 清 液 CO D /m g ·l-1 VFAs浓度/mg·l-1
2.2 VFAs 浓度变化规律及分析
2.3 NH3-N 浓度变化规律及分析
在 30 天的发酵时间里混合污泥上清液中 NH3-N 浓度一直都在上升（如图 4 所示），但
-3-
N H 3 - N浓 度 /m g·l-1
PO43--P浓度/mg·l-1
上升的速率有所不同，初始剩余污泥的浓度越大，NH3-N 浓度上升就越快。1＃～6＃反应器 中混合污泥发酵 30 天后，NH3-N 浓度分别升高了 280.2mg/l、266.9mg/l、219.6mg/l、212.4mg/l、 180.5mg/l 和 105.4mg/l，这是由于基质浓度和水解发酵速率综合作用的结果。整个实验过程 中 NH3-N 浓度呈现明显的梯度，但到实验后期这种梯度差异有逐渐缩小的趋势，最终稳定 在 280-430mg/l 范围内。
4# 5# 6#
0
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图 5 PO43--P 浓度随发酵时间的变化 Fig.5 change of PO43--P during fermentation
2.4 PO43--P 浓度变化规律及分析
如图 5 所示，4＃、5＃、6＃反应器中 PO43--P 浓度的变化幅度不大，最终保持在 90-105mg/l 范围内。1＃、2＃、3＃混合污泥上清液中 PO43--P 浓度在发酵前 10 天变化较大，最大值分别 为 65.6mg/l、83.5mg/l、89.5mg/l，相对于实验开始时分别升高了 64.0 mg/l、34.2 mg/l、18.1 mg/l，并最终稳定在 70-80mg/l 范围内。
从图 3 可以看出 VFAs 的浓度变化与 COD 的变化类似，也随初始接种污泥与剩余污泥 的浓度差异大致表现为两种变化趋势。当初始接种污泥浓度超过剩余污泥浓度时（4＃、5＃、 6＃），VFAs 浓度在前 8 天的发酵时间里逐渐上升达到最高（700-820mg/l），随后开始下降， 到第 30 天的时候基本稳定在 300mg/l 左右。而当初始剩余污泥浓度超过接种污泥浓度时（1 ＃、2＃、3＃），VFAs 浓度在整个过程中出现两次峰值，其中 1＃、2＃、3＃分别在第 6、8、10 天出现第一次最大值（300-400mg/l），随后开始急剧下降，分别在第 14、14、10 天降到最 低，到第 25 天左右第二次达到最高，分别为 355 mg/l、436 mg/l 和 545 mg/l，分析其原因， 实验刚开始时水解发酵细菌降解剩余污泥使 VFAs 浓度开始升高，随后由于产甲烷菌的大量 繁殖使 VFAs 被迅速利用耗尽（降低约 200 mg/l），但 VFAs 浓度降低对 COD 的影响并不明 显，由于缺乏可利用的基质产甲烷细菌也由此减少，而整个过程中水解发酵细菌并没有丧失 其优势，它们仍保持较高的水解酸化速率而使剩余污泥的水解产物（葡萄糖、氨基酸和脂肪 酸等）和发酵产物（VFAs）持续增加，当 VFAs 浓度上升到第二次最高时产甲烷菌重新爆 发。
-2-
1550 mg/l，相对于实验开始时分别增加了 985mg/l、605 mg/l、845 mg/l。而当初始剩余污泥 浓度小于接种污泥浓度时（4＃、5＃、6＃）时，COD 在发酵的前 10 天里逐渐上升，分别达到 最高 2060 mg/l、1985 mg/l、2450 mg/l，相对于实验初始时分别增加了 900 mg/l、462 mg/l、 315 mg/l，随后开始下降，到实验结束时稳定在 1500-1700 mg/l 范围内。上述现象产生的主 要原因，可能是当初始接种污泥浓度大于剩余污泥浓度时，由于混合污泥中水解发酵细菌占 据优势，它们能够利用剩余污泥作为基质迅速发酵产酸，随着混合液中可被利用的基质逐渐 减少以及中间产物的积累水解发酵细菌生长受抑制，而产甲烷细菌逐渐占据优势，利用混合 液中的 VFAs（主要是乙酸）产生甲烷从而消耗了上清液中的 COD；而当初始接种污泥浓度 小于剩余污泥浓度时，由于基质相对丰富，水解发酵细菌能够长期占据优势，降解剩余污泥 而使上清液中的 COD 逐渐上升。
2. 实验结果与分析
2.1 COD 变化规律及分析
不同接种污泥浓度下发酵污泥上清液中 COD 变化情况如图 2 所示，COD 变化随初始接 种污泥与剩余污泥的浓度差异出现两种不同变化趋势。当初始剩余污泥浓度大于接种污泥浓 度时（1＃、2＃、3＃），COD 随发酵时间缓慢上升，到实验结束分别达到 1130 mg/l、1020 mg/l、
进水
A2O 污水处理 系统
出水
同污泥水解酸化反应器串联起来，将污水 处理产生的剩余污泥回流到水解酸化反 应器中，利用水解酸化细菌降解剩余污泥
混合污 泥回流
剩余污 泥回流
的细胞物质，一方面能够促进剩余污泥减 量；另一方面可以利用污泥发酵过程中产
水解酸化反应器
生的乙酸等挥发性脂肪酸（volatile fatty
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图 2 COD 随发酵时间的变化 Fig.2 change of COD during fermentation
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水厂普遍存在的由于进水 BOD 浓度较低[4]引起的脱氮除磷效果不稳定问题具有很强的实际
意义。
剩余污泥是一种由有机残片、细菌菌体、无机颗粒、胶体等组成的复杂非均质体，区别
于一般的高浓度废水，如何实现它的高效稳定产酸是本课题研究的关键。近年来陈银广等人
[5～8]通过控制 pH 值和投加表面活性剂的办法提高了污泥水解速率。为了探索更加清洁节能
的办法以提高剩余污泥水解酸化速率和效率，本课题研究了通过接种具有良好水解发酵性能
的驯化污泥改善剩余污泥产酸条件，考察不同接种污泥浓度条件下，剩余污泥厌氧（或缺氧）
发酵产生的 COD、VFAs、NH3-N、PO43―-P 及混合污泥的 pH 和 VS 随发酵时间的变化规律。
-1-
图 1 A2O&旁路污泥减量系统
acids,VFAs），在适当的条件下回流到污水
Fig.1 A2O&side-stream sludge reduction system
处理系统中促进生物强化除磷（6～9mg VFAs/P 去除）[3]。剩余污泥水解产酸将污泥源头减
量和污水脱氮除磷有机结合起来，既能减少最终处理的污泥总量，又对解决我国南方城市污
接种污泥浓度对剩余污泥发酵产酸的影响研究
吉芳英，习劲，左宁
重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆（400045）
E-mall：xijing6023@
摘 要：利用剩余污泥发酵产酸既能实现污泥减量，又能获得生物强化除磷所需的短链脂肪 酸（VFAs）物质。采用批次实验（30±1℃）研究不同接种污泥浓度下剩余污泥水解产酸的 规律，结果表明：初始接种污泥浓度越大，剩余污泥水解产酸速率就越快，当初始接种污泥 浓度超过剩余污泥浓度时，污泥混合液到发酵第 6～8 天产酸量最大，此时 VFAs 浓度达到 700-800mg/l，污泥发酵同时释放大量的 NH3-N（280-430mg/l）和 PO43―-P（70-105mg/l）， 整个发酵过程 pH 值逐渐升高并最终呈碱性。 关键词：剩余污泥，污泥发酵，挥发性脂肪酸，污泥减量 中图分类号：X703.1
城市污水处理中产生的剩余污泥，不仅数量庞大（一般占污水量的 0.3％～0.5％[1]），而
且成分复杂，处理起来十分困难。据统计目前世界各国用于污泥处理处置的费用平均占到污
水处理总成本的 40%以上[2]。并且随着城市污水处理量和处理率的提高，污泥产生量也将急
速增加，而城市建设的发展对生态环境、土地和能源形势日益严峻，常规的污泥填埋、焚烧
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水浴盆
图 2 实验装置图 Fig.2 Schematic of experimental apparatus
NH3-N 上清液 PO43--P 上清液
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1.6 12545 10555
1.2 污泥性质
1.3 测定方法
水样在 5000r/min 下离心 10min 取上清液过滤后测定其中 COD、VFAs、NH3-N 和 PO43--P 浓度。测定方法如下：COD 美国 HACH-COD 测定仪（DR/2010 型）[9]；NH3-N 纳氏试 剂分光光度法；PO43--P 抗坏血酸-钼酸铵光度法；pH 雷磁 PHS-3C 型精密 pH 计；VS 105℃干燥/550℃挥发固定性残渣重量分析；VFAs 测定采用挥发性脂肪酸总量比色测定法 [10]。
1. 材料与方法
1.1 实验装置
将驯化好的接种污泥按 0、20％、40％、60％、80％、100％的投配比装入反应器中同 剩余污泥均匀混合，分别编号为 1＃、2＃、3＃、4＃、5＃、6＃（装置如图 2 所示），反应器容积 为 5L，反应器顶口加盖以降低液面蒸发，实验过程中，将反应器置于 30±1℃的恒温水浴器 中，通过机械缓慢搅拌使污泥处于悬浮状态。间天从反应器中取样（约 25ml 混合液）测定 各项指标，在实验的 30 天里除取样外不另外添加或排出污泥混合液。
6 个反应器中 PO43--P 浓度也呈现一定的梯度，结合上述 COD、VFAs 和 NH3-N 浓度变 化情况可以推断，这种梯度最初由接种污泥同剩余污泥的浓度差异引起，但随着发酵的进行 这种差异逐渐减小，最终由于剩余污泥发酵速率放缓而趋于稳定。
2.5 pH 值变化规律及分析
在混合污泥发酵过程中 pH 值一直都随时间逐渐上升并最终都超过了 8.0，pH 值上升与 NH3-N 浓度变化规律十分类似（如图 4 所示），这是因为混合液的 pH 值是由溶解的 VFAs、 NH4+和 CO2 等酸碱物质共同作用决定，当 NH4+的影响占主导时，pH 值会随 NH3-N 浓度的 升高而逐渐升高，污泥发酵过程中释放出的大量 NH4+，抵偿了 VFAs 浓度增大对 pH 值的影 响而主导了 pH 值的变化趋势[7]。
搅拌器
取样口
表 1 接种污泥和剩余污泥的初始特征/mg·L-1
Table 1 Characteristics of the seed sludge and the excess activated sludge / mg·L-1
项目
接种污泥
剩余污泥
pH TCOD 温度调节器 COD 上清液
VFAs
7.43 17760
而当初始剩余污泥浓度超过接种污泥浓度时1vfas浓度在整个过程中出现两次峰值其中1分别在第6810天出现第一次最大值300400mgl随后开始急剧下降分别在第141410天降到最低到第25天左右第二次达到最高分别为355mgl436mgl和545mgl分析其原因实验刚开始时水解发酵细菌降解剩余污泥使vfas浓度开始升高随后由于产甲烷菌的大量繁殖使vfas被迅速利用耗尽降低约200mgl但vfas浓度降低对cod的影响并不明显由于缺乏可利用的基质产甲烷细菌也由此减少而整个过程中水解发酵细菌并没有丧失其优势它们仍保持较高的水解酸化速率而使剩余污泥的水解产物葡萄糖氨基酸和脂肪酸等和发酵产物vfas持续增加当vfas浓度上升到第二次最高时产甲烷菌重新爆23nh浓度变化规律及分析在30天的发酵时间里混合污泥上清液中nh浓度一直都在上升如图4所示但5001000150020002500300012151821242730cod随发酵时间的变化fig2changecodduringfermentation10020030040050060070080090012151821242730http
等方法越来越受到经济、技术和安全等因素的制约，在这些常规方法不能有效解决目前污泥
问题的背景下寻求从源头上减少污泥产量的方法就显得更加迫切了。
本课题组从污泥减量的要求出发，提 出了在既不影响污水处理效果和环境安
排除厌氧富磷污水
全的前提下的 A2O&旁路污泥减量系统的 思路（工艺原理如图 1 所示）。它是指将 具有脱氮除磷功能的 A2O 污水处理系统
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图 4 NH3-N 浓度随发酵时间的变化
Fig.4 change of NH3-N during fermentation
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图 3 VFAs 浓度随发酵时间的变化 Fig.3 change of VFAs during fermentation
上 清 液 CO D /m g ·l-1 VFAs浓度/mg·l-1
2.2 VFAs 浓度变化规律及分析
2.3 NH3-N 浓度变化规律及分析
在 30 天的发酵时间里混合污泥上清液中 NH3-N 浓度一直都在上升（如图 4 所示），但
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N H 3 - N浓 度 /m g·l-1
PO43--P浓度/mg·l-1
上升的速率有所不同，初始剩余污泥的浓度越大，NH3-N 浓度上升就越快。1＃～6＃反应器 中混合污泥发酵 30 天后，NH3-N 浓度分别升高了 280.2mg/l、266.9mg/l、219.6mg/l、212.4mg/l、 180.5mg/l 和 105.4mg/l，这是由于基质浓度和水解发酵速率综合作用的结果。整个实验过程 中 NH3-N 浓度呈现明显的梯度，但到实验后期这种梯度差异有逐渐缩小的趋势，最终稳定 在 280-430mg/l 范围内。
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图 5 PO43--P 浓度随发酵时间的变化 Fig.5 change of PO43--P during fermentation
2.4 PO43--P 浓度变化规律及分析
如图 5 所示，4＃、5＃、6＃反应器中 PO43--P 浓度的变化幅度不大，最终保持在 90-105mg/l 范围内。1＃、2＃、3＃混合污泥上清液中 PO43--P 浓度在发酵前 10 天变化较大，最大值分别 为 65.6mg/l、83.5mg/l、89.5mg/l，相对于实验开始时分别升高了 64.0 mg/l、34.2 mg/l、18.1 mg/l，并最终稳定在 70-80mg/l 范围内。
从图 3 可以看出 VFAs 的浓度变化与 COD 的变化类似，也随初始接种污泥与剩余污泥 的浓度差异大致表现为两种变化趋势。当初始接种污泥浓度超过剩余污泥浓度时（4＃、5＃、 6＃），VFAs 浓度在前 8 天的发酵时间里逐渐上升达到最高（700-820mg/l），随后开始下降， 到第 30 天的时候基本稳定在 300mg/l 左右。而当初始剩余污泥浓度超过接种污泥浓度时（1 ＃、2＃、3＃），VFAs 浓度在整个过程中出现两次峰值，其中 1＃、2＃、3＃分别在第 6、8、10 天出现第一次最大值（300-400mg/l），随后开始急剧下降，分别在第 14、14、10 天降到最 低，到第 25 天左右第二次达到最高，分别为 355 mg/l、436 mg/l 和 545 mg/l，分析其原因， 实验刚开始时水解发酵细菌降解剩余污泥使 VFAs 浓度开始升高，随后由于产甲烷菌的大量 繁殖使 VFAs 被迅速利用耗尽（降低约 200 mg/l），但 VFAs 浓度降低对 COD 的影响并不明 显，由于缺乏可利用的基质产甲烷细菌也由此减少，而整个过程中水解发酵细菌并没有丧失 其优势，它们仍保持较高的水解酸化速率而使剩余污泥的水解产物（葡萄糖、氨基酸和脂肪 酸等）和发酵产物（VFAs）持续增加，当 VFAs 浓度上升到第二次最高时产甲烷菌重新爆 发。
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1550 mg/l，相对于实验开始时分别增加了 985mg/l、605 mg/l、845 mg/l。而当初始剩余污泥 浓度小于接种污泥浓度时（4＃、5＃、6＃）时，COD 在发酵的前 10 天里逐渐上升，分别达到 最高 2060 mg/l、1985 mg/l、2450 mg/l，相对于实验初始时分别增加了 900 mg/l、462 mg/l、 315 mg/l，随后开始下降，到实验结束时稳定在 1500-1700 mg/l 范围内。上述现象产生的主 要原因，可能是当初始接种污泥浓度大于剩余污泥浓度时，由于混合污泥中水解发酵细菌占 据优势，它们能够利用剩余污泥作为基质迅速发酵产酸，随着混合液中可被利用的基质逐渐 减少以及中间产物的积累水解发酵细菌生长受抑制，而产甲烷细菌逐渐占据优势，利用混合 液中的 VFAs（主要是乙酸）产生甲烷从而消耗了上清液中的 COD；而当初始接种污泥浓度 小于剩余污泥浓度时，由于基质相对丰富，水解发酵细菌能够长期占据优势，降解剩余污泥 而使上清液中的 COD 逐渐上升。
2. 实验结果与分析
2.1 COD 变化规律及分析
不同接种污泥浓度下发酵污泥上清液中 COD 变化情况如图 2 所示，COD 变化随初始接 种污泥与剩余污泥的浓度差异出现两种不同变化趋势。当初始剩余污泥浓度大于接种污泥浓 度时（1＃、2＃、3＃），COD 随发酵时间缓慢上升，到实验结束分别达到 1130 mg/l、1020 mg/l、
进水
A2O 污水处理 系统
出水
同污泥水解酸化反应器串联起来，将污水 处理产生的剩余污泥回流到水解酸化反 应器中，利用水解酸化细菌降解剩余污泥
混合污 泥回流
剩余污 泥回流
的细胞物质，一方面能够促进剩余污泥减 量；另一方面可以利用污泥发酵过程中产
水解酸化反应器
生的乙酸等挥发性脂肪酸（volatile fatty
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图 2 COD 随发酵时间的变化 Fig.2 change of COD during fermentation
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水厂普遍存在的由于进水 BOD 浓度较低[4]引起的脱氮除磷效果不稳定问题具有很强的实际
意义。
剩余污泥是一种由有机残片、细菌菌体、无机颗粒、胶体等组成的复杂非均质体，区别
于一般的高浓度废水，如何实现它的高效稳定产酸是本课题研究的关键。近年来陈银广等人
[5～8]通过控制 pH 值和投加表面活性剂的办法提高了污泥水解速率。为了探索更加清洁节能
的办法以提高剩余污泥水解酸化速率和效率，本课题研究了通过接种具有良好水解发酵性能
的驯化污泥改善剩余污泥产酸条件，考察不同接种污泥浓度条件下，剩余污泥厌氧（或缺氧）
发酵产生的 COD、VFAs、NH3-N、PO43―-P 及混合污泥的 pH 和 VS 随发酵时间的变化规律。
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图 1 A2O&旁路污泥减量系统
acids,VFAs），在适当的条件下回流到污水
Fig.1 A2O&side-stream sludge reduction system
处理系统中促进生物强化除磷（6～9mg VFAs/P 去除）[3]。剩余污泥水解产酸将污泥源头减
量和污水脱氮除磷有机结合起来，既能减少最终处理的污泥总量，又对解决我国南方城市污
接种污泥浓度对剩余污泥发酵产酸的影响研究
吉芳英，习劲，左宁
重庆大学三峡库区生态环境教育部重点实验室，重庆（400045）
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摘 要：利用剩余污泥发酵产酸既能实现污泥减量，又能获得生物强化除磷所需的短链脂肪 酸（VFAs）物质。采用批次实验（30±1℃）研究不同接种污泥浓度下剩余污泥水解产酸的 规律，结果表明：初始接种污泥浓度越大，剩余污泥水解产酸速率就越快，当初始接种污泥 浓度超过剩余污泥浓度时，污泥混合液到发酵第 6～8 天产酸量最大，此时 VFAs 浓度达到 700-800mg/l，污泥发酵同时释放大量的 NH3-N（280-430mg/l）和 PO43―-P（70-105mg/l）， 整个发酵过程 pH 值逐渐升高并最终呈碱性。 关键词：剩余污泥，污泥发酵，挥发性脂肪酸，污泥减量 中图分类号：X703.1
城市污水处理中产生的剩余污泥，不仅数量庞大（一般占污水量的 0.3％～0.5％[1]），而
且成分复杂，处理起来十分困难。据统计目前世界各国用于污泥处理处置的费用平均占到污
水处理总成本的 40%以上[2]。并且随着城市污水处理量和处理率的提高，污泥产生量也将急
速增加，而城市建设的发展对生态环境、土地和能源形势日益严峻，常规的污泥填埋、焚烧