目前，COD组分的划分已有多种方式，但最重要的是以生物降解性为基础^[1]. 废水COD中可生物降解组分(快速易生物降解COD-RBCOD和慢速生物降解COD-SBCOD)是活性污泥过程的直接处理对象^[2]. 好氧呼吸测量^{[3, 4, 5, 6]}方法是基于与基质降解过程伴随发生的生物响应. 实验获取的OUR曲线是否分段明显(包含足够的组分信息和动力学信息)、 可解析性高，这主要由基质和微生物的初始浓度之比S(0)/X(0)确定^{[7, 8, 9]}. 公认的实验条件是以污水COD和污泥浓度VSS的比值作为初始S(0)/X(0). 有学者建议可以从0.6 g ·g^-1(以COD/VSS计)开始^[10]，Orhon等^[4]却认为，S(0)/X(0)维持在0.45～1.00 g ·g^-1 时即可获取一条清晰的OUR曲线. 然而合适的S(0)/X(0)与废水和污泥的性质有关^[10]，其中一个不同都会得到不同的OUR特性^[11]，从而需反复尝试来获得台阶明显的OUR曲线，这在一定程度上增加了实验的复杂性. 到目前为止，对于S(0)/X(0)到底取多少才能使实验获取的信息比较显著，还不确定^{[12, 13]}. 另外有研究表明S(0)/X(0)决定了反应器内微生物的生长动力学，并对实验结果有极大影响^[14]. 因此即使已经获得良好的OUR曲线，如果S(0)/X(0)相对污泥活性较高时，合成代谢占优势，微生物的生长使多组分动力学的解析更复杂. 目前对高S(0)/X(0)下导致结果偏差大的判断研究甚少. 所以建立简单实用、 标准化的COD 组分划分方案是活性污泥模型实际应用所面临的一个重要问题^[15].

OUR曲线中OUR_max是微生物对基质利用情况的最大呼吸速率，而污泥的内源呼吸速率与生物量有关^[16]. 本研究尝试用SF(OUR_max/OUR_en)作为实验条件是否适宜的判定指标，是基于污泥活性与被测试水质相互作用的一个综合参数，同时由生长消耗COD与生物量的比值判断计算结果的准确性，改变之前研究认为只要出现良好的台阶就认为实验结果可靠的不足之处. 建立标准化的污水COD组分表征方法使人们对污水中有机物的组成起到更深入、 透彻的了解，以期为污水处理厂的日常运行管理提供更多有价值的信息.

1 材料与方法 1.1 实验材料

材料1： 污泥A和污水A取自西安某A²/O污水厂，MLSS=4 680 mg ·L^-1，COD=153 mg ·L^-1； 材料2： 污泥B和污水B取自另一某A²/O污水厂，MLSS=6 540 mg ·L^-1，COD=260 mg ·L^-1； 材料3： 污泥C和污水C源于某处理垃圾填埋场污水的污水厂，MLSS=19 200 mg ·L^-1，COD=14 068 mg ·L^-1.

在测定前，将污泥曝气10 h左右，使之进入内源呼吸，再用PBS缓冲溶液(2 mmol Na₃PO₄，4 mmol NaH₂PO₄，9 mmol NaCl 和1 mmol KCl)清洗污泥，经过搅拌、 静沉、 去上清液3步，重复3次，最后将处理好的污泥置于恒温反应器内. 实验在西安绿标水环境公司提供的WBM400型微生物状态分析平台上进行^[17].

实验一： 取7组0.6 L处于内源呼吸的污泥A，稀释到1.2 L，按照不同的S(0)/X(0)比加入不同质量的乙酸钠粉末.

实验二： 将0.19 L处于内源呼吸的污泥A和0.11 L污水A混匀，加入20mg ·L^-1的ATU(丙烯基硫脲)抑制硝化反应.

实验三： 将4组0.19 L处于内源呼吸的污泥A和0.11 L污水A混匀，再分别加入50、 100、 150、 200 mg ·L^-1的COD(乙酸钠粉末配制)和20 mg ·L^-1的ATU.

实验四： 取一定体积处于内源呼吸的污泥B和污水B，稀释至1.2 L，加入20 mg ·L^-1的ATU.

实验五： 取0.17 L处于内源呼吸的污泥C和0.06 L污水C，稀释到1.2 L，加入20 mg ·L^-1ATU.

实验六： 取0.1 L于内源呼吸的污泥C和0.016 L污水C，稀释到1.2 L，加入20 mg ·L^-1ATU.

实验七： 取0.17 L处于内源呼吸的污泥C和0.06 L污水C，稀释到1.2 L，加入20 mg ·L^-1ATU和 50mg ·L^-1的COD(乙酸钠粉末配制).

呼吸速率采用序批式呼吸计量法测定^{[18, 19]}. 实验首先测量各个处于内源呼吸污泥的OUR_en，待溶解氧DO降至4 mg ·L^-1时开始曝气，当DO上升到6 mg ·L^-1停止曝气. 之后向反应器内依次投加以上实验的材料，间歇曝气控制DO在(4-6)mg ·L^-1之间，以DO下降的梯度作为该时段反应器中OUR值，然后监测呼吸速率直至重新回到内源呼吸.

用SF(spiking factor)^[20]表征呼吸速率的增长，由污泥加入基质后的最大呼吸速率OUR_max与内源呼吸速率OUR_en之比表示. 生长消耗COD由COD_Deg与产率系数Y_H的乘积获得，其中COD_Deg为微生物可降解的COD，mg ·L^-1. 采用外加碳源的呼吸计量法(简称生长法)测定异养菌生物量^[21]，采用重铬酸钾法测定废水中的实际COD^[22].

在城市污水的活性污泥处理工艺中，无论是RBCOD还是SBCOD，最终主要以乙酸盐的形式被微生物细胞利用^[2]. 因此，实验一选择在污泥A中加入乙酸钠作为RBCOD.

按照不同的S(0)/X(0)比分别向处于内源呼吸的污泥A中加入乙酸钠，得到的OUR-t结果如图 1所示. 可以看出，在S(0)/X(0)小于0.06时，基质尚未饱和，OUR曲线中RBCOD降解的平台不明显； 当S(0)/X(0)大于0.06时，S(0)已饱和，因RBCOD与SBCOD降解速率差异产生的突变已很明显. 计算结果如表 1所示.

图 1

Fig. 1

图 1 不同S(0)/X(0)下的OUR曲线 Fig. 1 OUR curves under different S(0)/X(0) conditions

表 1 (Table 1)

表 1 加入乙酸钠作为RBCOD的计算结果 Table 1 Calculation results by adding sodium acetate as RBCOD S(0)/X(0) 0.02 0.04 0.06 0.10 0.15 0.20 0.25 SF 2.8 4.3 3.6 4.2 5.3 3.5 3.9 生长消耗 COD/生物量/% 3 7 7 18 32 36 46 理论 RBCOD/mg ·L-1 22 46 69 114 307 229 286 实测 RBCOD/mg ·L-1 27 47 66 92 284 178 134 误差/% 16 3 4 19 7 22 53

表 1 加入乙酸钠作为RBCOD的计算结果 Table 1 Calculation results by adding sodium acetate as RBCOD

由表 1中可看出，当S(0)/X(0)从0.02逐步增加至0.15时，RBCOD的实测值与理论值相差不大，表明此条件下RBCOD的计算结果可靠，同时发现SF此时在2.8-5.3范围内变化，且生长消耗COD占生物量的比值在30%之内. 当S(0)/X(0)从0.15增加到0.25时，实测值与理论值的误差高于20%. Wentzel等^[23]认为，在高S(0)/X(0)条件下，OUR降解曲线非常明显，并且不同组分的区分也相对容易，但是实验过程中微生物的大量生长使得多组分的动力学解析更加复杂. Novák等^[24]也认为析性高、 组分信息充分，但由于反应时间过长，微生物有足够时间氧化、 分解有机物，导致微生物的最大比增长速率和基质降解速率发生变化，并最终导致可快速增长的微生物大量繁殖，生长速度较慢的微生物受到抑制，从而使污泥中的微生物种群结构发生变化. 从而可以看出，即使在合适的S(0)/X(0)比值下出现了明显的台阶，但计算结果也会在S(0)/X(0)相对于污泥活性较高时产生偏差，此时SF虽也在2.8-5.3范围内变化，但生长消耗COD占生物量的比值已增大至46%.

因此对于易生物降解含量较高的水质，可控制SF在2.8-5.3范围内来作为合适的实验条件使OUR曲线产生明显的台阶，同时由生长消耗COD占生物量的比值在30%之内来判断计算结果的可靠性.

实验二是基于生活污水A的测量，初始S(0)/X(0)比为0.45，结果如图 2所示.

图 2

Fig. 2

图 2 生活污水 A的OUR曲线 Fig. 2 OUR curve of domestic wastewater A

将图中OUR与时间t的曲线积分，得出污水A的总耗氧量为7.57mg ·L^-1，由公式(1):

计算得出生活污水A的可生化降解COD_Deg为103.23mg ·L^-1. 图 2所示曲线中未出现明显的SBCOD降解的平台，而是很快进入内源衰减阶段，从而导致无法计算SBCOD组分. 为此，本研究尝试向未知废水中，加入已知浓度分别为50、 100、 150、 200mg ·L^-1的快速易生物降解COD. 从图 3可看出，OUR曲线中明显得到RBCOD与SBCOD降解的平台. 计算结果如表 2所示.

图 3

Fig. 3

图 3 向污水 A中分别加入 100、200mg·L-1的RBCOD后的OUR曲线 Fig. 3 OUR curves by adding 100、 200mg ·L-1RBCOD to domestic wastewater A

表 2 (Table 2)

表 2 向污水 A中加入不同浓度乙酸钠的计算结果 Table 2 Calculation results by adding different concentrations of sodium acetate to domestic wastewater A S(0)/X(0) 0.02 0.04 0.06 0.1 SF 6.4 5.8 6.2 7.3 生长消耗 COD/生物量/% 14 17 33 49 总 COD(废水+乙酸钠)/mg ·L-1 106 156 206 256 乙酸钠贡献的COD量/mg ·L-1 50 100 150 200 RBCOD/mg ·L-1 45 102 156 333 SBCOD/mg ·L-1 99 104 103 43

表 2 向污水 A中加入不同浓度乙酸钠的计算结果 Table 2 Calculation results by adding different concentrations of sodium acetate to domestic wastewater A

从表 2中可以看出，当S(0)/X(0)从0.02逐步增加至0.06时，RBCOD的增加量分别为57、 54mg ·L^-1，与标准添加量50mg ·L^-1近似，表明RBCOD的结果计算可靠，此时SF在5.8-6.4之间，同时生长消耗COD占生物量比值也在30%以内. 但是当S(0)/X(0)从0.6增加至0.1时，RBCOD增加量为167mg ·L^-1，这与实际增加量50mg ·L^-1有较大差异，表明RBCOD的计算结果不可靠，此时SF也增大到7.3，生长消耗COD占生物量比值为49%. 同样，当S(0)/X(0)为0.02、 0.04和0.06时，3种条件下SBCOD相差不大，表明实际废水的SBCOD为99-104 mg ·L^-1. 而S(0)/X(0)为0.1时，SBCOD计算结果为43mg ·L^-1，明显小于实际废水值，表明此条件下SBCOD的计算结果不可靠.

从而可以看出，对于易生物降解和难生物降解物质适中的水质，SF在5.8-6.4，且相应的生长消耗COD占生物量比值也需在30%以内，由呼吸法测量计算出的此污水中的RBCOD的结果准确性高.

基于污水A得到的结论，现对另一生活污水B和垃圾渗滤液C的组分进行分析，结果如表 3所示.

表 3 (Table 3)

表 3 生活污水 B和垃圾渗滤液C的计算结果 Table 3 Calculated results of domestic wastewater B and landfill leachate C 项目 污水B 污水C 污水C 污水C SF 6.2 10.9 14.4 25.2 总COD/mg ·L-1 130 232 705 755 乙酸钠贡献的COD/mg ·L-1 0 0 0 50 RBCOD/mg ·L-1 27 118 339 402 SBCOD/mg ·L-1 24 209 383 639 生长消耗 COD/生物量/% 17 30 39 56 RBCOD/总 COD/% 21 51 48 85 SBCOD/总 COD/% 18 90 54 85

表 3 生活污水 B和垃圾渗滤液C的计算结果 Table 3 Calculated results of domestic wastewater B and landfill leachate C

在生活污水B的实验中，不需准确知道污泥的MLSS和污水的COD，加入一定体积的污泥和污水后，尽量控制SF在7左右，发现比值不合适时，及时进行调整. 最终实验SF为6.2，生物消耗COD占生物量比值为17%，计算结果可靠性高.

而污水C为垃圾渗滤液，进水含有高浓度难降解有机物，大分子有机质降解成可利用的小分子物质需要时间较长^[25]. 在对污水C两次分析的实验中，RBCOD占总COD分别为51%和48%，说明两次RBCOD结果近似，计算结果可靠，此时SF在15以内，生长消耗COD占生物量比值在40%左右. 而在污泥C和污水C中加入50mg ·L^-1COD后，计算出的RBCOD增加量相对50mg ·L^-1的误差是25%，表明计算结果不可靠，此时SF已增加至25.2，且生长消耗COD占生物量比值在56%.

因此对于此类污水，此实验初步得出此类污水SF在15左右以下时，且生长消耗COD占生物量比值在40%以内，由呼吸法测量计算出的废水中的RBCOD的结果准确性高.

通过分析3种不同水质的结果，发现乙酸钠配制的污水、 城市污水和江村沟污水的SF范围随碳源的复杂程度的上升而上升，这可能与污水的难降解程度有关.

同时发现表 3中针对污水C的3次实验中SBCOD结果差距很大. Mathieu等^[26]的高、 低S(0)/X(0)结合实验表明，高S(0)/X(0)下可获得更多的组分信息，并且两组实验同时拟合与单独高S(0)/X(0)拟合相比，得到的 RBCOD没有明显差别，但SBCOD偏差较大，因为低S(0)/X(0)能更好地区分水解动力学和内源呼吸，并且微生物降解基质过程中产生的慢速可降解代谢产物也是无法精确计算污水中SBCOD的原因. 所以这也是生物法要精确测量污水中SBCOD的一个亟待解决的问题.

(1)利用SF作为呼吸法确定COD组分最优实验条件的参数，其优点是适用性更广，在实验初始阶段发现改值不合适时即可立即进行调整，不需等耗时较长的所有测试过程结束后反复尝试确定实验条件，从而简化测量过程且可实现自动化操作. 实验结果表明，乙酸钠配制的污水、 城市污水、 垃圾渗滤液的SF随碳源的复杂程度的上升而上升.

(2)建立了由生长消耗COD占生物量比值判断计算结果可靠性的指标，即对于生活污水，所占比值在30%以内时认为计算RBCOD结果的可靠性高，而对于工业废水，二者的比值需在40%以内.