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柱 1 作挂膜运行，HRT＝20～30 h，温度为 24～29℃。为了单独考察城市污水在短时厌氧

环境污水中 VFA 的变化，试验未引入小试系统活性污泥。柱内微生物完全为厌氧环境下

由污水自然接种生长起来的厌氧或兼性细菌，显然其厌氧程度较一般脱氮除磷系统的厌

氧区更为充分。柱 2 作为对比，未作任何处理。正式试验时，将两柱瞬时放空，注入新鲜

污水，然后启动电机，每隔 2h 取样，分析污水中 VFA 随时间的变化规律，结果见图 2。

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　　 图 2 表明，在本试验条件下，短时厌氧环境并不能增加污水中 VFA 的量，在厌氧区
放置填料则会加剧该区 VFA

 

的消耗。

　　根据厌氧消化理论，污水中的大分子有机物转化为 VFA 需要经历水解和产酸(产氢)
两个过程。尽管早期的研究曾认为在此过程中兼性细菌属于优势种群，但关于生活污水污
泥消化的研究指出，事实正好相反，专性厌氧细菌较兼性细菌多 100 倍以上。从总体上说，
最重要的水解反应和发酵反应都是通过专性厌氧细菌进行的，同时由于专性厌氧细菌的
生化效率很低，上述过程需要较长的水力停留时间。Andrews 和 Pearson(1965)曾利用溶解
性有机和无机合成污水对厌氧发酵过程的 VFA 产生动力学规律进行了研究，结果表明，

 

当 HRT ＝2.5 d 时反应器的 VFA 浓度最高。

 

　　本试验所采用的 HRT =2～3 h(这与生物除磷工艺厌氧区的 HRT 相近)

 

，污水 COD 仅

500mg/L 左右。在这样的条件下，柱内实际上很难造就类似污泥消化那样的厌氧环境并培
养出大量的专性厌氧菌，生物膜上的微生物主体仍为消耗 VFA 的兼性细菌，故而柱 1 的
VFA 数量不仅没有增加，反而消耗很快。柱 2 完全为污水，其微生物数量较少，所以其
VFA 在很长一段时间内基本上保持恒定。只是在一定时间以后，随着微生物的增殖，VFA
才出现明显下降。本试验说明，就一般城市污水而言，短时厌氧区不会增加污水中 VFA
的量。

 

　　② 将柱 1、柱 2 放空，从小试系统好氧区末端取 3 L 混合液，与 3 L 污水混合后一分
为二地分别装入柱 1、柱 2，然后启动电机；两柱厌氧运行 2～3 h 后取出填料和搅拌桨，
并同时转入曝气状态每隔 30 h 取样分析比较两柱释磷、吸磷特点，结果见图 3。