平安保险公司意外险:废水生化处理理论基础

废水生化处理理论基础第一节   废水处理微生物基础
一般说来，废水中所含的污染物质是多种多样的，因此不能期望只用一种处理方法就能把所有的污染物质去除殆尽，往往需要由几种方法组成一个处理系统，才能完成所要求的处理功能。废水生化处理是利用生物的新陈代谢作用，对废水中的污染物质进行转化和稳定、使之无害化的处理方法。对污染物进行转化和稳定的主体是微生物。
所谓微生物是肉眼不能看见，只能凭借显微镜才能观察到的单细胞及多细胞生物。从狭义角度说主要是指菌类生物，包括细菌、放线菌、真菌以及病毒等。从广义角度说，除了菌类生物及病毒外；还包括藻类、原生动物和一些后生动物。由于微生物具有来源广、易培养、繁殖快、对环境适应性强、易变异等待性，在生产上能较容易地采集菌种进行培养增殖，并在特定条件下进行驯化，使之适应有毒工业废水的水质条件，从而通过微生物的新陈代谢使有机物无机化，有毒物质无害化。加之微生物的生存条件温和，新陈代谢过程中不需高温高压，它是不需投加催化剂的催化反应，用生化法促使污染物的转化过程与一般化学法相比优越得多，其处理废水的费用低廉，运行管理较方便；所以生他处理是废水处理系统中员重要的过程之一，目前，这种方法已广泛用作生活污水及工业有机废水的二级处理。
一、微生物的新陈代谢
微生物在生命活动过程中，不断从外界环境中摄取营养物质，并通过复杂的酶催化反应将其加以利用，提供能量并合成新的生物体，同时又不断向外界环境排泄废物。这种为了维持生命活动过程与繁殖下代而进行的各种化学变化称为微生物的新陈代谢，简称代谢。各种生物的生命活动，如生长、繁殖、遗传及变异，都需要通过新陈代谢来实现，可以说，没有新陈代谢，就没有生命。
根据能量的释放和吸取，可将代谢分为分解代谢和合成代谢。在分解代谢过程中，结构复杂的大分子有机物或高能化合物分解为简单的低分子物质或低能化合物，逐级释放出其固有的自由能，微生物将这些能量转变成三磷酸腺苷(ATP)，以结合能的形式储存起来。在合成代谢中，微生物把从外界环境中摄取的营养物质，通过一系列生化反应合成新的细胞物质，生物体合成所需的能量从ATP的磷酸盐键能中获得。在微生物的生命活动过程中，这两种代谢过程不是单独进行的，而是相互依赖，共同进行的，分解代谢为合成代谢提供物质基础和能量来源，通过合成代谢又使生物体不断增加，两者的密切配合推动了一切生物的生命活动。
1．分解代谢
高能化合物分解为低能化合物，物质由繁到简并逐级释放能量的过程叫分解代谢，或称异化作用。一切生物进行生命活动所需要的物质和能量都是通过分解代谢提供的，所以说分解代谢是新陈代谢的基础。根据分解代谢过程对氧的需求，又可分为好氧分解代谢和厌氧分解代谢。
好氧分解代谢是好氧微生物和兼性微生物参予，在有溶解氧的条件下，将有机物分解为CO2和H2O，并释放出能量的代谢过程。在有机物氧化过程中脱出的氢是以氧作为受氢体。如葡萄糖（C6H12O6）在有氧情况下完全氧化，如式（12-1）所示：
(12—1)
厌氧分解代谢是厌氧微生物和兼性微生物在无溶解氧的条件下，将复杂的有机物分解成简单的有机物和无机物（如有机酸、醇、CO2等），再被甲烷菌进一步转化为甲烷和CO2等，并释放出能量的代谢过程。厌氧代谢的受氢体可以是有机物（通常称为厌氧状态），也可以是含氧化合物，如硫酸根、硝酸根、二氧化碳（称为缺氧状态）。如葡萄糖的厌氧代谢，以含氧化合物为受氢体时，1mol葡萄糖释放的能量为1796kJ；以有机物为受氢体时，1mol葡萄糖释放的能量为226kJ。
(12—2)
(12—3)
好氧分解代谢过程中，有机物的分解比较彻底，最终产物是含能量最低的 CO2和H2O，故释放能量多，代谢速度快，代谢产物稳定。从废水处理角度说，我们主要是希望保持这样一种代谢形式，在较短时间内，将废水有机污染物稳定化。厌氧分解代谢中有机物氧化不彻底，最终代谢产物中有的还可以燃烧，还含有相当的能量，故释放的能量较少，代谢速度较慢，所以，在废水处理中较少采用厌氧代谢的形式，仅是当有机物浓度较高（如处理高浓度有机废水和有机污泥）时，用厌氧方式生产沼气，回收甲烷。
2．合成代谢
微生物从外界获得能量，将低能化合物合成生物体的过程叫合成代谢，或称同化作用。简言之，是微生物机体自身物质制造的过程。在此过程中，微生物体合成所需要的能量和物质可由分解代谢提供。
由上可见微生物新陈代谢可归纳如图12-1所示。
二、微生物生长的营养及影响因素
营养物对微生物的作用是：（1）提供合成细胞物质时所需要的物质；（2）作为产能反应的反应物，为细胞增长的生物合成反应提供能源；（3）充当产能反应所释放电子的受氢体。所以微生物所需要的营养物质必须包括组成细胞的各种元素和产生能量的物质。在细菌细胞内，含有约80％的水，其余20％为干物质。这些干物质中，有机物约占90％，无机物占10％。有机物中碳元素约为53.1％，氧28.3％，氮12.4％，氢6.2％，所以细胞的化学式常可写为C5H7O2N（仅有机部分），若考虑有机部分中的微量磷元素，则为C60H87O23N12P。无机物中磷元素约占50％，硫15％，钠11％，钙9％，镁18%，钾6%，铁1%。微生物种类繁多，各种微生物要求的营养物质亦不尽相同，根据对营养要求的不同，可将微生物分为特定的种类。
根据所需碳的化学形式，微生物可分为：（1）自养型，即用CO2或HCO3-作为唯一的碳源，并利用这些碳源构造它们的全部含碳生物分子的微生物（通常称为自养菌）；（2）异养型，即需要摄取存在于相对复杂的还原态有机化合物中的碳（如葡萄糖中的碳）的微生物（通常称为异养菌）。
根据所需的能源，微生物可分为：（1）光营养型，即利用光作为能源的微生物；（2）化能营养型，即利用氧化-还原反应提供能源的微生物。化能营养型还可以按照被氧化的化合物（即电子给予体）的类型进一步分类。例如化能有机营养菌是利用复杂的有机物分子作为电子给予体的微生物，而化能自养菌利用的则是简单的无机物分子如硫化氢或氨。
自然界中存在着各种有机物和无机物。几乎所有的有机物和部分无机物都可被微生物作为营养源而予以利用，甚于对一般机体有毒害的某些物质，如硫化氢、酚等，也是某些细菌的必要营养物。但在废水生物处理过程中，为了让微生物很好地生长、繁殖，确保达到最佳的处理效果及经济效益，必须为生物处理过程提供良好的环境条件。影响微生物生长的因素最重要的是营养条件、温度、PH值、需氧量以及有毒物质。
1．微生物的营养
从微生物的细胞组成元素来看，碳和氨是构成菌体成分的重要元素，对无机营养元素，磷源是主要的，且相互间需满足一定比例。许多学者研究了废水处理中微生物对碳、氮、磷三大营养要素的要求。对好氧生物处理，BOD5:N:P=100:5:1，碳源以BOD5值表示，N以NH3-N计，P以PO43-中的P计；对厌氧消化处理，C/N比值在（1～20）：1的范围内时，消化效率最佳。若比例失调，则会影响微生物的正常生长繁殖，使微生物的生物活性及各种性能受到影响，因此可作为生化处理中重要的控制条件之一。故一般在废水生物处理中，首先要对废水的水质作详细的了解，分析测定其中所含营养物质的多少及相互之间的配比，若比例失调，则需投加相应的营养源。
对于含碳量低的工业废水，可投加生活污水或投加米泔水、淀粉浆料等以补充碳源不足；对于含氮量或含磷量低的工业废水，可投加尿素、硫酸铵等补充氮源，投加磷酸钠、磷酸钾等作为磷源。
生活污水中所含的营养比较丰富齐全，无需投加营养源，且可作为其他工业废水处理时的最佳营养源。当对工业废水采用生物法进行点源治理时，与生活污水合并处理是十分理想的。在进行整个城市的污水治理规划时，工业废水最好的出路（除回用外），亦是经过预处理除去对微生物有毒害作用的物质后，排入城市污水管道，与生活污水一并进入城市污水处理厂进行处理，这从工程投资、运行管理以及土地征用等来讲，都是十分有利的。
2．反应温度
温度对微生物具有广泛的影响，不同的反应温度，就有不同的微生物和不同的生长规律。从微生物总体来说，生长温度范围是0～80℃。根据各类微生物所适应的温度范围，微生物可分为高温性（嗜热菌）、中温性、常温性和低温性（嗜冷菌）四类，如表12-1所示。
表12-1  各类微生物生长的温度范围
类别
最低温度C
最适温度，℃
最高温度C
类别
最低温度，℃
最适温度，℃
最高温度 C
高温性
中温性
30
10
50～60
30～40
70～80
50
常温性
低温性
5
O
10～30
5～10
40
3O
微生物的全部生长过程都取决于化学反应，而这些反应速率都受温度的影响。在最低生长温度和最适温度范围内，若反应温度升高，则反应速率增快，微生物增长速率也随之增加，处理效果相应提高。但当温度超过最高生长温度时，会使微生物的蛋白质变性及酸系统遭到破坏而失去活性，严重时蛋白质结构会受到破坏，导致发生凝固而使微生物死亡。低温对微生物往往不会致死，只有在频繁的反复结冰和解冻，才会使细胞受到破坏而死亡。但是低温将使微生物的代谢活力降低，通常在5C以下，细菌的代谢作用就大大受阻，处于生长繁殖的停止状态。所以在废水生物处理过程中，应注意控制水温。
在废水好氧生物处理中，以中温性微生物为主，对其研究也较多，一般控制进水水温在20～35℃，可获得较好的处理效果。在厌氧生物处理中，微生物主要有产酸菌和甲烷菌，甲烷菌有中温性和高温性的，中温性甲烷菌最适温度范围为25～40℃，高温性为50～60℃，目前在厌氧生物反应器采用的反应温度，中温为33～38℃，高温为52～57℃。
3．PH值
微生物的生化反应是在酶的催化作用下进行的，酶的基本成分是蛋白质，是具有离解基团的两性电解质．PH值对微生物生张繁殖的影响体现在酶的离解过程中，电离形式不同，催化性质也就不同；此外，酶的催化作用还决定了基质的电离状况，PH值对基质电离状况的影响也进而影响到酶的催化作用。一般认为PH值是影响酶的活性的最重要因素之一。
在生物处理过程中，一般细菌、真菌、藻类和原生动物的PH值适应范围在4～10之间。细菌就大多数来讲在中性和弱碱性（pH=6.5～7.5）范围内生长最好，但也有的细菌如氧化硫化杆菌，喜欢在酸性环境中生存，其最适pH值为3，亦可在pH值1.5的环境中生存。酵母菌和霉菌要求在酸性或偏酸性的环境中生存，最适pH值为3～6，适应范围为pH1.5～10之间。由此可见，在生物处理中，保持微生物的最适pH范围是十分重要的。否则，将对微生物的生长繁殖产生不良影响，甚至会造成微生物死亡，破坏反应器的正常运行。
由于在废水生物处理中通常为微生物的混合群体，所以可以在较宽的pH值范围内进行，但要取得较好的处理效果，则需控制在较窄的PH范围内。一般好氧生化处理pH值可在6.5～8.5之间变化，厌氧生物处理要求较严格，PH值在6.7～7.4之间。因此，当排出废水的pH值变化较大对，应设置调节池，必要时需进行中和，使废水经调节后．进入生化反应器的pH值较稳定并保持在合适的PH值范围。
4．溶解氧
根据微生物对氧的要求，可分为好氧微生物、厌氧微生物及兼性微生物。
好氧微生物在降解有机物的代谢过程中以分子氧作为受氢体，如果分子氧不足，降解过程就会因为没有受氢体而不能进行，微生物的正常生长规律就会受到影响，甚至被破坏。所以在好氧生物处理的反应器中，如曝气池、生物转盘、生物滤池等，需从外部供氧，一般要求反应器废水中保持溶解氧浓度在2～4mg/L左右为宜。
厌氧微生物对氧气很敏感，当有氧存在时，它们就无法生长。这是因为在有氧存在的环境中，厌氧微生物在代谢过程中由脱氢酶所活化的氢将与氧结合形成H2O2，而厌氧微生物缺乏分解H2O2的酸，从而形成H2O2积累，对微生物细胞产生毒害作用。所以厌氧处理设备要严格密封，隔绝空气。
3.有毒物质
在工业废水中，有时存在着对微生物具有抑制和杀害作用的化学物质，即有毒物质。有毒物质对微生物的毒害作用，主要表现在使细菌细胞的正常结构遭到破坏以及使菌体内的酶变质，并失去活性。有毒物质可分为：①重金属离子（铅、铜、铬、砷、铜、铁、锌等）；②有机物类（酚、甲醛甲醇、苯、氯苯等）；③无机物类（硫化物、氰化钾、氯化钠、硫酸根、硝酸根等）。
有毒物质对微生物产生毒害作用有一个量的概念，即达到一定浓度时显示出毒害作用，在允许浓度以内，微生物则可以承受。对生物处理来讲，废水中存在的毒物浓度的允许范围，至今还没有统一的资料，表12-2中列出的数据可供参考。由于某种有毒物质的毒性随pH值、温度以及其他毒物的存在等环境因素不同而有很大差异，或者毒性加剧，或者毒性减弱；另外，不同种类的微生物对同一种毒物的忍受能力也不同。因此，对某一种废水来说，最好根据所选择的处理工艺路线，通过一定的实验来确定毒物的允许浓度，如果废水中所含有毒物质超过允许浓度，必须在生化处理前进行预处理以去除有毒物质。
第二节   酶及酶反应
一、酶及其特点
酶是由活细胞产生的能在生物体内和体外起催化作用的个物催化剂。酶有单成分酶和双成分酶之分。单成分酶完全由蛋白质组成，这类酶蛋白质本身就具有催化活性，多数可分泌到细胞体外催化水解，所以是外酶。双成分酶是由蛋白质和活性原子基团相结合而成，蛋白质部分为主酶，活性原子基团一般是非蛋白质部分。此部分若与蛋白质部分结合较紧密时，称之为辅基，结合不牢固时，称之为辅酶。主酶与辅基或辅酶组成全酶，两者不能单独起催化作用，只有结合成全酶才能起催化作用，其中蛋白质部分决定催化什么样的底物以及在什么部位发生反应，辅基或辅酶则决定催化什么样的化学反应。双成分酶常保留在细胞内部，所以是内酶。
酶具有一般无机催化剂所共有的特点，更有其独具的特殊性能，主要有以下表现。
①催化效率高。对于同一反应，酶比一般化学催化剂的催化速度高106～1013倍。例如，1mol铁每秒仅能催化10-5mol的过氧化氢分解，而1mol过氧化氨酶每秒可催化105mol的过氧化氢分解，使反应速度提高1010倍。酶催化的高效性还表现在用极少量酶就可使大量反应物转化为产物。
②专属性。酶对其所作用的物质即底物有着严格的选择性。一种酶只能作用于一些结构极其相似的化合物，甚至只能作用于一种化合物而发生一定的反应。例如蛋白酶只能催化蛋白质的水解反应，脲酶只能催化尿素水解成氨和二氧化碳的反应等。
③对环境条件极为敏感。迄今为止．已知所有酶的化学组成与一般蛋白质并没有不同。它和蛋白质一样，在高温、高压、强酸、强碱、重金属离子、紫外线及高强辐射等条件下，都会因蛋白质变性而降低甚至丧失催化活性，也常因温度、pH值等的变化或抑制剂的存在而使其活性发生变化。
另外，酶能在常温，常压和中性环境下进行催化反应，而一般非酶催化剂往往需要在高温、高压的环境下才能使催化反应正常进行。
二、酶促反应速度
酶催化反应通常也称之为酶促反应或酶反应。酶促反应速度受酶浓度、基质浓度、pH值、温度、反应产物、活化剂和抑制剂等因素的影响。
酶促反应在不受其他因素影响时，反应速度与废物浓度的关系见图12－2。当底物浓度在较低范围时，反应速度与底物浓度成正比，为一级反应。当废物浓度增加到一定限度时，所有的酶全部与基质结合后，酶反应速度达到最大值，此时，再增加底物对反应速度无影响，呈零级反应，并说明酶已被废物所饱和、所有的酶都有此饱和现象，但各自达到饱和时所需的底物浓度并不相同。有时甚至差异很大。在有足够底物而又不受其他因素的影响时，则酶促反应与酶浓度成正比。
对于图12-2中的现象，曾提出过各种假设予以解释，其中比较合理的是中间产物学说。根据这个学说，酶促反应分两步进行，首先酶与底物形成中间络合物（中间产物），这个反应是可逆反应，然后结合物再分解为产物和游离态酶。反应过程可用下式表示：
(12-4)
式中S代表底物，E代表酶，ES代表中间产物，P为产物，K1、K2、K3分别是各步反应的速度常数。
米凯利斯（Michaelis）和门坦（Menten）在分析中间产物学说的基础上，采用纯酶做了大量的动力学实验研究，提出了表示整个反应过程中底物浓度与酶促反应速度之间的关系式，称为米凯利斯-门坦方程式，简称米氏方程，即
(12—5)
式中    V——酶反应速度；
Vmax——最大酶反应速度；
S——底物浓度；
Km——米氏常数（ ）.
式（12-5）是根据平衡学说推导出的米-门公式，它是研究酶反应动力学的一个最基本的公式，显示了酶反应速度与底物浓度之间的定量关系。由式（12-5）得：
(12—6)
式中，当V=1/2Vmax时，Km=S，即Km是V=1/2Vmax时的废物浓度，所以Km又称半速度常数。由式（12-5）可得出如下结论。
①当底物浓度S很大时， S＞＞Km， Km＋S≈S，此时酸反应速度达最大值，即 V=Vmax，呈零级反应，再增加废物浓度对酶反应速度无任何影响，因为酶已被底物所饱和，增加底物无甚效用。在这种情况下，只有增加酶浓度，才有可能提高反应速度。
②当底物浓度S较小时，S＜＜Km，Km＋S≈Km，酶反应速度和废物浓度成正比例关系，即 ，呈一级反应。此时，由于酶未被废物所饱和，故增加底物浓度可提高酶反应速度。但随着底物浓度的增加，酶反应速度不再按正比关系上升，而是呈混合级反应，即反应级数介于零到一之间，是零级反应到一级反应的过渡段。
1．米氏常数的意义
米氏常数Km是酶反应动力学研究中的一个重要系数，亦称动力学系数。它是酶反应处于动态平衡时的平衡常数。Km值的大小与酶的特性密切相关，所以是酶学研究中的一个十分重要的数据。
对于Km的重要物理意义，可以扼要分析如下。
①Km值是酶的特征常数之一，只与酶的性质有关，而与酶的浓度无关。不同的酶只有不同的Km值，如表12-3所示。
②如果一种酶有几种底物，则对每一种底物各有一个特定的Km值(见表12-3)，且Km值不受温度和pH值的影响。因此，Km值作为常数，只是对一定的底物而言。在指定的实验条件下测定酶的Km值，可以作为鉴别酶的一种手段。
③同一种酶如果有几种底物，则相应有几个Km值，其中Km值最小的底物，一般称为该酶的最适底物或天然底物。如蔗糖是蔗糖酶的天然底物，N-苯甲酰酪氨酰胺是胰凝乳蛋白酶的天然底物。
1/Km值的大小可近似反映酶对底物的亲和力的大小。因为1/Km值愈大，Km值愈小、酶反应速度达到1/2Vmax所需的底物浓度就愈小，表明酶对底物的亲和力愈大。显然，最适底物与酶的亲和力最大，不需很高的底物浓度，就可较易地达到Vmax。
表12-3  几种酶的米氏常数值
酶
底  物
Km，mol/L
过氧化氢酶
H2O2
2.5×10-2
己糖激酶
葡萄糖
果  糖
1.5×10-4
1.5×10-3
谷氨酸脱氢酶
谷氨酸
α-酮戊二酸
1.22×10-4
2.0×10-3
α-淀粉酶
淀  粉
6.0×10-4
葡萄糖-6-磷酸脱氢酶
磷酸己糖异构酶
葡萄糖-6-磷酸
5.8×10-5
7.O×10-4
尿素酶
尿  素
2.5×10-2
胰凝乳蛋白酶
N-苯甲酰酪氨酰胺
N-甲酰酪氨酰胺
N-乙酰酪氨酰胺
甘氨酰酪氨酰胺
2.5×10-5
1.2×10-2
3.2×10-2
12.2×10-9
蔗糖酶
蔗  糖
棉子糖
2.8×10-2
3.5×10-3
麦芽糖酶
麦芽糖
2.1×10-3
乳酸脱氢酶
丙酮酸
3.5×10-5
2.Km与Vmax的测定
对一个酶促反应，Km值及Vmax值的确定方法很多。由V-S关系图可知，Km是V＝1/2Vmax时的底物浓度，仅在实际中，即使用很高的底物浓度，也只能得到近似的Vmax值，因而也测不到准确的Km值。为了得到准确的及Km值，可把米氏方程式变形，使它成为直线方程式的形式，然后用图解法求出Km与Vmax。
目前，一般常用的图解法为Lineweaver-Burk作图法，也称双倒数作图法。此法先将米氏方程式改写为如下形式：
(12—7)
实验时，选择不同的S，测定相应的V，以1/V对1/S作图，可得如图12-3所示直线，直线在纵坐标上的截距为1/Vmax,直线的斜率为Km/Vmax，由此可求出Km与Vmax值。
三、酶制剂
近二三十年来，随着生物化学和微生物学技术的迅速发展，人们可从生物体中把酶分离提取出来，制成用于生产活动的酶制剂。如从动物胰脏提取胰蛋白酶、淀粉酶、核糖核酸酶等。但由于动植物的来源有限，不能适应生产上大量用酶的需要，故目前大多采用微生物发酵法来制取酶。目前市场上商品酶制剂品种已近200种，广泛应用于食品、纺织、制革、石油、医药等行业。如淀粉酶用于纺织品的退浆，可节约大量的碱并提高棉布质量；蛋白酶用于制革工业的脱毛和软化，既节省了时间，又改善了劳动卫生条件；制丝业及照相器材业利用蛋白酶使生丝及底片脱胶等。对酶制剂用于废水生物处理也进行了大量研究，并得以应用。如日本研究将具有分解氢能力的产减杆菌和无色杆菌制成氨分解酶，可使氰分解成氨和碳酸，对处理电镀含氰废水和丙烯睛废水很有效；利用脂肪酸、蛋白酶、淀粉酶、纤维素酶等混合酶处理生活污水；利用多酚氧化酶处理含酚废水等。目前还正在寻找研制能分解有机汞、多氯联苯、塑料和环状有机化合物的酶。
酶作为一种催化剂，在催化一次反应后本身不发生变化，当然绝对的不变化是没有的、在催化过程中，由于温度及其他因素的影响，酶可能发生部分失活，但绝大部分的酶仍保留原有的性质。根据这一道理，酶应该可以连续使用。因此，从60年代起，人们就开始研究把酶与一种不溶的支持物（载体）相结合，这样，被作用的物质通过这种支持物时，便发生了酶催化反应，生成了产物，而酶仍结合在支持物上未发生变化，仍可继续使用。这种形式的酶称之为不溶酶或固相酶。这种酶实际上就是水溶性酶通过物理或化学的方法，使之与载体相结合而保持其催化活性的催化剂。
对固相酶虽已进行了广泛研究，报道也较多，但实际用于工业生产的却较少，其主要原因是成本高。因此寻求成本低廉的载体和简单易行的固定方法。是发展固定化酶技术的一个关键。目前，有关固定化微生物细胞的研究十分活跃，所谓固定化微生物细胞就是将酶连同其微生物细胞一起用各种方法固定在载体上，已被广泛应用的固定方法有热固定法、包埋法、交联法、吸附法和凝集法等。其中聚丙烯酰胺凝胶包埋法是制各固定化微生物细胞最基本最普通的方法，而加热处理制备固定化细胞则是最简单最廉价的方法。如Chibata等用包埋法已成功地制备了固定化大肠杆菌，其上的天门冬氨酸酶活性收率为72.5％。
由于固定化微生物细胞的研究成功，免去了复杂的酶分离提纯工艺，从而大大提高了酶的收率，降低了成本。而且还由于固定化微生物细胞在某些方面比固定化酶更为优越，所以近年来研究不断深入，品种不断增加，为利用酶制剂净化废水提供了十分有利的条件。
固相酶用于废水处理，主要是将固相酶或酶载体置于反应器内，作为滤床，让废水通过滤床，污染物质被滤料上的酶催化分解。酶滤料可为各种类型的晶体酶、粉状酶、酶布和酶砂。使用时，可根据废水水质，选用单相酶柱或多相酶柱。多相酶柱是把多种固相酶按一定顺序置于反应柱内，去完成一系列反应。如脱氨酶、脱酚酶可同时放入一个酶柱内，既能去除氰又能去除酚。如果某些专一性酶不能并存，则放在单独的酶柱内。如日本利用固相酶处理含氰100～200mg／L的废水，可将氰完全分解；又如采用固相α-淀粉酶，可处理造纸工艺中排出的“白水”，在这种废水中，含有使纤维素和其他成分呈悬浮状的胶态淀粉，经α-淀粉酶处理，能使淀粉很快水解，使纤维类和其他固体沉淀，从而使水得以净化并回用。
固相酶的研制成功及其广泛应用，是酶制剂生产和应用方面的一项重大改革，但许多问题还需在实际应用中进一步研究，并不断完善，特别是采用固相酶和固定化微生物细胞处理废水还刚刚起步，有待进一步研究和开发。
四、适应酶
微生物具有变异的特性，即遗传的变异性。人们根据这一特点，人为地改变微生物的环境条件，使微生物在受到各种物理、化学等因素的影响后，发生变异，并在机体内产生适应新环境的酶，即适应酶。人们就利用这个特性为生产服务。如活性污泥的培养驯化就是利用了这一特性，即在活性污泥的培养驯化过程中，不适应废水的微生物逐渐死亡，适应该废水的微生物逐渐增加，并在该种废水的诱发下，在微生物的细胞内产生适应酶。
微生物适应环境并改变酶系统的特性已引起注意。特别是对废水中那些难降解的污染物质，如仍用过去生物处理中使用的自然界存在的细菌，是收效不大的。为此，人们对这种细菌，通过人为方法，如经受化学药物、紫外线、X射线等人工诱发突变处理后，大部分细菌死亡，仅有少量残存，这些残存的细菌，其遗传基因（DNA）发生变化，菌种变异。经受这种变化尚生存的细苗，称变异菌，变异后的细菌比其先辈有更加优异的分解能力。这种从生存菌中选出的分解能力高的菌株，再经反复处理，可提高活性。如美国及日本按照这种处理方法，曾从各种土壤样品中及活性污泥样品中筛选出大量具有分解能力及絮凝能力很强的菌株，其中有极毛杆菌属、小杆菌属、气杆菌属、黄杆菌属、诺卡氏菌属、链霉菌属、弧菌属、小球菌属、分枝杆菌属及假单孢菌属等。
不仅如此，美国和日本还研究把用于废水生物处理的变异菌制成干燥粉状的成品变异菌。这种成品变异菌的细菌处于休眠状态，使用时，在水中加入必要的营养物并曝气，很快就会使细菌恢复休眠前的活性。针对所处理的废水种类，可选取数十种相应的变异菌干粉，此外再投加能够促进细菌活动的酶制剂，共同调制成变异菌酶配合剂，这种酶配合剂的细菌能够分解多种合成有机物，如表面活性剂，卤代芳烃、酚类、胺类、氰化物等，而且对淀粉、脂肪、蛋白质、纤维素等自然有机物也具有很高的分解效能。
变异菌酶配合剂不仅可用于废水处理，还可用于受污染的河流、湖泊等的净化，以及海岸滩涂养虾场防止赤潮的发生。
第三节   微生物生长动力学
一、微生物的生长规律
废水的生物处理过程实际上可看作是一种微生物的连续培养过程，即不断给微生物补充食物，使微生物数量不断增加。在微生物学中，对纯菌种培养的生长规律已有大量研究，而在废水生物处理中，活性污泥或生物膜是一个混合菌的群体，亦有它们的生长规律。
微生物的生共规律可用微生物的生长曲线来反映，此曲线表示了微生物在不同培养环境下的生长情况及微生物的整个生长过程。按微生物生长速度不同，生长曲线可划分为四个生长时期，见图12-4。
1．适应期（停滞期）
这是微生物培养的最初阶段。在这个时期，微生物刚接入新鲜培养液中时对新的环境有一个适应过程，所以在此时期微生物的数量基本不增加，生长速度接近于零。
在废水生物处理过程中，这一时期一般在微生物的培养驯化时或处理水质突然发生变化后出现，能适应的微生物则能够生存，不能适应的微生物则被淘汰，此时微生物的数量有可能减少。
2.对数期
微生物的代谢活动经调整，适应了新的培养环境后，在营养物质较丰富的条件下，微生物的生张繁殖不受底物的限制，微生物的生长速度达到最大，菌体数量以几何级数的速度增加，菌体数量的对数值与培养时间成直线关系，故有时亦称对数期为等速生长期。增长速度的大小取决于微生物本身的世代时间及利用底物的能力，即取决于微生物自身的生理机能。
在这一时期微生物具有繁殖快、活性大、对底物分解速率快的特点。但是，为了维持微生物在对数期生长，必须提供充分的食料，使微生物处于食料过剩的环境中，微生物的生长不受底物的限制。在这种情况下，微生物体内能量高，絮凝性和沉降性能均较差，出水中有机物浓度也很高，也就是说，在废水生物处理过程中，如果在制微生物处于对数增长期，虽然反应速率快，但想取得稳定的出水以及较高的处理效果是比较困难的。
3．平衡期
在微生物经过对数期大量繁殖后，使培养液中的底物逐渐被消耗，再加上代谢产物的不断积累，从而造成了不利于微生物生长繁殖的食物条件和环境条件。致使微生物的增长速度逐渐减慢，死亡速度逐渐加快，微生物数量趋于稳定。
4．衰老期（内源代谢期）
在平衡期后，培养液中的底物近乎被耗尽，微生物只能利用菌体内贮存的物质或以死菌体作为养料，进行内源呼吸，维持生命。在此时期，由内源代谢造成的菌体细胞死亡速率超过新细胞的增长速率，使微生物数量急剧减少，生长曲线显著下降，故衰老期也称为内源代谢期。在细菌形态方面，此时是退化型较多，有些细菌在这个时期也往往产生芽胞。
必须指出，上面所述的生长曲线并不是细菌细胞的基本性质，只是反映了微生物的生长与底物浓度之间的依赖关系，并且曲线的形状还受供氧情况、温度、pH值、毒物浓度等环境条件的影响。在废水生物处理中，我们通过控制底物量（F）与微生物量（M）的比值F／M（此值称为生物负荷率），使微生物处于不同的生长状况，从而控制微生物的活性和处理效果。一般在废水处理中常控制F/M在较低范围内，利用平衡期或内源代谢初期的微生物的生长活动，使废水中的有机物稳定化，以取得较好的处理效果。
二、微生物生长动力学
1．微生物的增长速度
在细菌的培养中，关于微生物体增长的一些比较重要的先决条件是：（1）碳源；（2）能源；（3）外部电子接受体（如果需要的话）；（4）适宜的物理化学环境。如果做生物增长所需的必要条件都能得到满足则，对于某一时间增量Δt，微生物浓度的增量Δx与现存的微生物浓度x成正比，即
(12—8)
引入比例常数μ，式（12-8）可写成等式：
(12—9)
方程（12-9）两端同除Δt，并取极限Δt 0，得到微分式
(12—10)
式中， 为微生物的增长速度，（质量）·（容积-1）·（时间-1）。
从式（12-10）转化可得
(12—11)
由式（12-11）可知，μ表示每单位微生物的增长速率，称之为比增长率（或称比增长速度），（时间-1）。
法国学者Monod在研究微生物生长的大量实验数据的基础上，提出在微生物的典型生长曲线的对数期和平衡期，微生物的增长速率不仅是微生物浓度的函数，而且是某些限制性营养物浓度的函数，其描述限制增长营养物的剩余浓度与微生物比增长率之间的关系为:
(12—12)
式中     μ——微生物比增长速度，时间-1；
μm——微生物最大比增长速度，时间-1；
S——溶液中限制生长的底物浓度，质量／容积；
Ks——饱和常数。即当μ=μm/2时的底物浓度，故又称半速度常数，质量／容积。
式（12-12）表示的关系如图12-5所示。该图说明，比增长速度与限制增长的营养物浓度之间的关系，与酶促反应的米-门关系式（12-5）形式相同。在使用Monod关系式时，S项必须是限制增长的营养物浓度，在废水生物处理过程中，一般认为碳原和能源是限制增长的营养物，以最终生化需氧量（BODu）、化学需氧量（COD）或总有机碳（TOC）计。但必须注意，其他物质如氮、磷也能控制微生物的增长。
2．微生物生长与底物利用速度
在微生物的代谢过程中，一部分底物被降解为低能化合物，微生物从中获得能量，一部分底物用于合成新的细胞物质，使微生物体不断增加，因此微生物的增长是废物降解的结果。在微生物代谢过程中，不同性质的底物用于合成微生物体的比例不同，但对于某一特定的废水，微生物的增长速度与底物的降解速度有一个比例关系：
(12—13)
式中           Y——微生物产率系数；
——微生物总增长速度；
——底物利用速度；
q——比底物利用速度， .
将式（12－12）代入式（12－13），并定义： ，可得
(12—14)
式中qmax为最大比底物利用速度。
一般在废水生物处理中，为了获得较好的处理效果，通常控制微生物处于平衡期或内源代谢初期，因此在新细胞合成的同时，部分微生物也存在内源呼吸而导致微生物体产量的减少。内源呼吸时微生物体的自身氧化速率与现阶段微生物的浓度成正比，即
(12—15)
式中Kd为微生物衰减系数，它表示单位时间单位微生物量由于内源呼吸而自身氧化的量，量纲为[时间]-1。
因此,微生物体的净增长速率为
(12—16)
将式（12-13）及式（12-15）代人式（12-16）中，可得：
(12—17)
式中μ’为微生物比净增长速度， .
式（12-17）表示了微生物在低比增长率的情况下微生物自身氧化对净增长率的影响。在实际工程中，这种影响通常用一个实测产率系数来表示，即
(12—18)
式中Yobs为可变观测产率系数（或称实测产率系数）。
式（12-17）与式（12-18）均表达了生物反应器内，微生物的净增长与底物降解之间的基本关系。所不同的是，式（12-17）要求从微生物的理论产量中减去维持生命所自身氧化的量，而式（12-18）描述的是考虑了总的能量需要量之后的实际观测产量。
式（12-12）、（12-14）及（12-17）或（12-18）是废水生物处理工程中目前常用的基本的反应动力学方程式，式中的Ka、μm、Y、Kd等动力学系数可通过实验求出。在实践中，根据所研究的特定处理系统，通过建立微生物量和底物量的平衡关系，可以建立不同类型生物处理设备的数学模型，用于生物处理工程的设计和运行管理，具体应用参见以后有关章节。
例20℃时在完全混合反应器中进行连续微生物培养增长实验，获得实验数据如下：
μ，h-1
Se，mg／L
0.66
0.50
0.40
0.38
0.28
20.0
10.0
6.6
5.0
4.0
试确定最大比增长率μm和饱和常数Ks的值。
解  将Monod方程变形为下式：
把实验结果按 整理如下表：
1/μ，h
1/Se，(mg／L)-1
1.62
2.00
2.50
3.03
3.25
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
作 关系图如图12-6所示。
由图12-6可得：
第四节   废水的可生化性
一、废水可生化性
废水生物处理是以废水中所含污染物作为营养源，利用微生物的代谢作用使污染物被降解、废水得以净化。显然，如果废水中的污染物不能被微生物降解，生物处理是无效的。如果废水中的污染物可被微生物降解，则在设计状态下废水可获得良好的处理效果。但是当废水中突然进入有毒物质，超过微生物的忍受限度时，将会对微生物产生抑制或毒害作用，使系统的运行遭到严重破坏。因此对废水成分的分析以及判断废水能否采用生物处理是设计废水生物处理工程的前提。
所谓废水可生化性的实质是指废水中所含的污染物通过微生物的生命活动来改变污染物的化学结构，从而改变污染物的化学和物理性能所能达到的程度。研究污染物可生化性的目的在于了解污染物质的分子结构能否在生物作用下分解到环境所允许的结构形态，以及是否有足够快的分解速度。所以对废水进行可生化性研究只研究可否采用生物处理，并不研究分解成什么产物，即使有机污染物被生物污泥吸附而去除也是可以的。因为在停留时间较短的处理设备中，某些物质来不及被分解。允许其随污泥进入消化池逐步分解。事实上，生物处理并不要求将有机物全部分解成CO2、H2O和硝酸盐等，而只要求将水中污染物去除到环境所允许的程度。
多年来，国内外在各类有机物生物分解性能的研究方面积累了大量的资料，以化工废水中常见的有机物为例，各种物质的可降解性可归纳于表12-4中，供研究者参考。
在分析污染物的可生化性时，还应注意以下几点。
①一些有机物在低浓度时毒性较小，可以被微生物所降解。但在浓度较高时，则表现出对微生物的强烈毒性，常见的酚、氰、苯等物质即是如此。如酚浓度在1％时是一种良好的杀菌剂，但在300mg/L以下，则可被经过驯化的微生物所降解。
②废水中常含有多种污染物，这些污染物在废水中混合后可能出现复合、聚合等现象，从而增大其抗降解性。有毒物质之间的混合往往会增大毒性作用，因此，对水质成分复杂的废水不能简单地以某种化合物的存在来判断废水生化处理的难易程度。
③所接种的微生物的种属是极为重要的影响因素。不同的微生物具有不同的酶诱导特性，在底物的诱导下，—些微生物可能产生相应的诱导酶，而有些微生物则不能，从而对底物的降解能力也就不同。目前废水处理技术已发展到采用特效菌种和变异菌处理有毒废水的阶段，对有毒物质的降解效率有了很大提高。现已发现镰刀霉(Fusarium)、诺卡氏菌(Nocardia)等具有分解氰与腈的能力；假单孢菌(如食酚极毛杆菌Pseudomonas phenolphagum、解酚极毛杆菌Pseudomonas phenolicum)、小球菌(Micrococcus)等具有很强的降解酚的能力.在厌气发酵过程中，假单孢菌的一些种以及黄杆菌(Flavobacterium)都具有很强的产酸能力，甲烷叠球菌(Methanococcus)等具有很高的产气能力。
目前，国内外的生物处理系统大多采用混合菌种，通过废水的驯化进行自然的诱导和筛选，驯化程度的好坏，对底物降解效率有很大影响，如处理含酚废水，在驯化良好时，酚的接受浓度可由几十毫克／升提高到500—600mg／L。
④pH值、水温、溶解氧、重金属离子等环境因素对微生物的生长繁殖及污染物的存在形式有影响，因此，这些环境因素也间接地影响废水中有机污染物的可降解程度。
由于废水中污染物的种类繁多，相互间的影响错综复杂，所以一般应通过实验来评价废水的可生化性，判断采用生化处理的可能性和合理性。
表12-4  各类有机物的可降解性及特例
类别
可生物降解性特征
特殊例外
碳水化合物
易于分解，大部分化合物的BOD5/COD＞50％
纤维系、木质素、甲基纤维素、α-纤维素生物降解性较差
烃类化合物
对生物氧化有阻抗，环烃比脂烃更甚．实际上，大部分烃类化合物不易被分解，小部分如苯、甲苯、乙基苯以及丁苯异戊二烯，经驯化后，可被分解，大部分化合物的 BOD5/COD≤20%～25%
松节油、苯乙烯较易被分解
醇类化合物
能够被分解，主要取决于驯化程度、大部分化合物的BOD5/COD＞40%
特丁醇、戊醇、季戊四醇表现高度的阻抗性
酚类化台物
能够被分解。需短时间的驯化，一元酚、二元性，酚、甲酚及许多酚都能够被分解，大部分酚类化合物的BOD5/COD＞40%
2、4、5三氯苯酚、硝基酚具有较高的阻抗较难分解
醛类化合物
能够被分解，大多数化合物的  BOD5/COD＞40％
丙烯醛、三聚丙烯醛需长期驯化，苯醛、3-羟基丁醛在高浓度时表现高度阻抗
醚类化合物
对生物降解的阻抗性较大，比酚、醛、醇类物质难于降解。有一些化合物经长期驯化后可以分解
乙醚、乙二醚不能被分解
酮类化合物
可生化性较醇、醛、酚差，但较醚为好，有一部分酮类化合物经长期驯化后，能够被分解
氨基酸
生物降解性能良好BOD5/COD可大于50％
胱氨酸、酪氨酸需较长时间驯化才能被分解
含氮化合物
苯胺类化合物经长期驯化可被分解，硝基化合物中的一部分经驯化后可降解。胺类大部分能够被降解
二乙替苯胺、异丙胺、二甲苯胺实际上不能降解
氰或睛
经驯化后容易被降解
乙烯类
生物降解性能良好
巴豆醛在高浓度时可被降解。在低浓度时产生，阻抗作用的有机物
表面活性剂类
直链烷基芳基硫化物经长期驯化后能够被降解，“特型”化合物则难于降解．高分子量的聚乙氧酯和酰胺类更为稳定，难于生物降解
含氯化合物
氧乙基类(醚链)对降解作用有阻抗，其高分子化合物阻抗性更大
卤素有机物
大部分化合物不能被降解
氯丁二烯、二氯乙酸、二氯苯醋酸钠、二氯环、己烷、氯乙醇等可被降解
二、可生化性的评价方法
1．BOD5／COD值法
BOD5和COD是废水生物处理过程中常用的两个水质指标，用BOD5／COD值评价废水的可生化性是广泛采用的一种最为简易的方法。在一般情况下，BOD5／COD值愈大，说明废水可生物处理性愈好。综合国内外的研究结果，可参照表12-5中所列数据评价废水的可生化性。
表12-5  废水可生化性评价参考数据
BOD5/COD
＞0.45
0.3—0.45
0.2—0.3
＜0.2
可生化
好
较好
较难
不宜
在使用此法时，应注意以下几个问题。
①某些废水中含有的悬浮性有机固体容易在COD的测定中被重铬酸钾氧化，并以COD的形式表现出来。但在BOD反应瓶中受物理形态限制，BOD数值较低，致使BOD5/COD值减小，而实际上悬浮有机固体可通过生物絮凝作用去除，继之可经胞外酶水解后进入细胞内被氧化，其BOD5/COD值虽小，可生物处理性却不差。
②COD测定值中包含了废水中某些无机还原性物质(如硫化物、亚硫酸盐、亚硝酸盐、亚铁离子等)所消耗的氧量，BOD5测定值中也包括硫化物、亚硫酸盐、亚铁离子所消耗的氧量。但由于COD与BOD5测定方法不同，这些无机还原性物质在测定时的终态浓度及状态都不尽相同，亦即在两种测定方法中所消耗的氧量不同，从而直接影响BOD5和COD的测定值及其比值。
③重铬酸钾在酸性条件下的氧化能力很强，在大多数情况下，COD值可近似代表废水中全部有机物的含量。但有些化合物如吡啶不被重铬酸钾氧化，不能以COD的形式表现出需氧量，但却可能在微生物作用下被氧化，以BOD5的形式表现出需氧量，因此对BOD5/COD值产生很大影响。
综上所述，废水的BOD5/COD值不可能直接等于可生物降解的有机物占全部有机物的百分数，所以，用BOD5/COD值来评价废水的生物处理可行件尽管方便，但比较粗糙，欲做出准确的结论，还应辅以生物处理的模型实验。
2．BOD5/TOD值法
对于同一废水或同种化合物，COD值一般总是小于或等于TOD值，不同化合物的COD/TOD值变化很大，如吡啶为2％，甲苯为45％，甲醇为100％，因此，以TOD代表废水中的总有机物含量要比COD准确，即用BOD5/TOD值来评价废水的可生化性能得到更好的相关性。
通常，废水的TOD由两部分组成，其一是可生物降解的了TOD(以了TODB表示)，其二是不可生物降解的TOD(以TODNB表示)，即：
(12—9)
在微生物的代谢作用下，TODB中的一部分氧化分解为CO2和H2O，一部分合成为新的细胞物质。合成的细胞物质将在内源呼吸过程中被分解，并有一些细胞残骸最终要剩下来。上述有机物的生物降解过程可用图12-7表示．
根据图12-7模式，可建立如下关系式：
(12—20)
将式(12-20)代入式(12-19)并整理得：
(12—21)
在碳化阶段，BOD反应接近一级反应动力学，其BOD5与BODu的关系为BOD5＝BODu.(1-10-5K)，将此式代入式(12-21)中，整理得：
(12—22)
式中
式(12-22)揭示了废水中的BOD5与TOD的内在联系。整理可得：
(12—23)
式(12-23)可作为评价废水可生化性的基本公式。式中包含两个因素，其—是反映有机物的可生物降解程度(TODB/TOD)；其二是反映有机物的生物降解速度( )，二者之积则表示有机物的可生化性。采用BOD5／TOD值评价废水可生化性时，有些研究者推荐采用表12-6所列标准。
表12-6  废水可生化性评价参考数据
BOD5/TOD值
＞0.4
0.2～0.4
＜0.2
废水可生化性
易生化
可生化
难生化
有的研究者对几种化学物质用未经驯化的微生物接种，测定逐日BODt和TOD，再以BODt/TOD值与测定时间t作图，得图12-7所示的四种形式的关系曲线。Ⅰ型(乙醇)所示为生化性良好，宜用生化法处理。Ⅰ型表示乙睛虽然对微生物无毒害作用，但其生物降解性能较差，这样的污染物需经过一段时间的微生物驯化，才能确定是否可用生化法处理。Ⅱ型所示乙醚的生物降解性能更差，而且还有一定抑制作用，这样的污染物需经过更长时间的微生物驯化，才能做出判断。Ⅳ型所示吡啶对微生物只有强抑制作用，在不驯化条件下难于生物分解。
在测定BOD5时是否采用驯化菌种对BOD5/TOD值及评价结论影响很大。例如，吡啶以不同的微生物接种，表现出不同的BOD5/TOD值(见图12-8)，从而会得到不同的结论。因此，为使研究工作勺以后的生产条件相近，在测定废水或有机化合物的BOD5时，必须接入驯化菌种。
3．耗氧速率法
在有氧条件下，微生物在代谢底物时需消耗氧。表示耗氧速度(或耗氧量)随时间而变化的曲线，称为耗氧曲线。投加底物的耗氧曲线称为底物耗氧曲线；处于内源呼吸期的污泥耗氧曲线称为内源呼吸曲线。在微生物的生化活性、温度、pH值等条件确定的情况下，耗氧速度将随可生物降解有机物浓度的提高而提高，因此，可用耗氧速率来评价废水的可生化性。
耗氧曲线的特征与废水中有机污染物的性质有关，图12-9所示为几种典型的耗氧曲线。
a为内源呼吸线，当微生物处于内源呼吸期时，其耗氧量仅与微生物量有关，在较长一段时间内耗氧速度是恒定的，所以内源呼吸线为一条直线。若废水中有机污染物的耗氧曲线与内源呼吸线重合时，说明有机污染物不能被微生物所分解，但对微生物也无抑制作用。
b为可降解有机污染物的耗氧曲线，此曲线应始终在内源呼吸线的上方。起始时，因反应器内可溶解的有机物浓度高，微生物代谢速度快，耗氧速度也大，随着有机物浓度的减小，耗氧速度下降，最后微生物群体进入内源代谢期，耗氧曲线与内源呼吸线平行。
c为对微生物有抑制作用的有机污染物的耗氧曲线。该曲线接近横坐标愈近，离内源呼吸线愈远，说明废水中对微生物有抑制作用的物质的毒性愈强。
在图12-9中，与b类耗氧曲线相应的废水是可生物处理的，在某一时间内，b与a之间的间距愈大，说明废水中的有机污染物愈易于生物降解。曲线b上微生物进入内源呼吸时的时间tA，可以认为是微生物氧化分解废水中可生物降解有机物所需的时间。在tA时间内，有机物的耗氧量与内源呼吸耗氧量之差，就是氧化分解废水中有机污染物所需的氧量。根据图示结果及COD测定值、混合液悬浮固体MLSS(或混合液挥发性恳浮固体MLVSS)测定值，可以计算出废水中有机物的氧化百分率，计算式如下:
(11—24)
式中    E——有机物氧化分解百分率;
O1——有机物耗氧量，mg/L;
O2——内源呼吸耗氧量，mg/L；
MLSS——混合液悬浮固体浓度，mg/L。
显然，tA愈小，(O1-O2)愈大或E愈大，废水的可生化性就愈好。
另一种做法是用相对耗氧速度R(％)来评价废水的可生化性，计算公式如下：
(12—25)
式中     Va——投加有机物的耗氧速度，mgO2/gMLSS·h；
Vb——内源呼吸耗氧速度，mgO2/gMLSS·h。
Va与Vb一般应采用同一测定时间的平均值。图12-10所示是不同有机污染物可能出现的四种相对耗氧速度曲线。
a类曲线  相应的有机污染物不能被微生物分解，对微生物的活性亦无抑制作用。
b类曲线  相应的有机污染物是可生物降解的物质。
c类曲线  相应的有机污染物在一定浓度范围内可以生物降解，超过这一浓度范围时。则对微生物产生抑制作用。
d类曲线  相应的有机污染物不可生物降解，且对微生物具有毒害抑制作用。一些重金属离子也有与此相同的作用。
由于影响有机污染物耗氧速度的因素很多，所以用耗氧曲线定量评价有机物的可生化性时，需对活性污泥的来源、驯化程度、浓度、有机物浓度、反应温度等条件作出严格的规定。测定耗氧量及耗氧速度的方法较多，如华氏呼吸仪测定法、曝气式呼吸仪测定法、双瓶呼吸计测定法、溶解氧测定仪测定法等。
4．摇床试验与模型试验
(1)摇床试验  又称振荡培养法，是一种间歇投配连续运行的生物处理装置。摇床试验是在培养瓶中加入驯化活性污泥、待测物质及无机营养盐溶液，在摇床上振摇，培养瓶中的混合液在摇床振荡过程中不断更新液面，使大气中的氧不断溶解于混合液中，以供微生物代谢有机物之用，经过一定时间间隔后，对混合液进行过滤或离心分离，然后测定清液的COD或BOD，以考察待测物质的去除效果。
摇床上可同时放置多个培养瓶，因此摇床试验可一次进行多种条件试验，对于选择最佳操作条件非常有利。
日本在1968年曾规定合成洗涤剂的可生物降解性试验必须采用摇床法。试验使用的污泥应为驯化污泥。合成洗涤剂浓度应为30mg/L，要求经过7日培养后应达85％以上的去除率。
(2)模型试验  是指采用生化处理的模型装置考察废水的可生化性。模型装置通常可分为间歇流和连续流反应器两种。
间歇流反应器模型试验是在间歇投配驯化活性污泥和待测物质及无机营养盐溶液的条件下连续曝气充氧来完成的。在选定的时间间隔内取样分析COD或BOD等水质指标，从而确定待测物质或废水的去除率及去除速率。常用的间歇流反应器如图12—11所示。
连续流反应器是指连续进水、出水，连续回流污泥和排除剩余污泥的反应器。用这种反应器研究废水的可生化性时，要求在一定时间内进水水质稳定，通过测定进、出水的COD等指标来确定废水中有机物的去除速率及去除率。连续流反应器的形式多种多样，这种试验是对连续流污水或废水处理厂的模拟，试验时可阶段性地逐渐增加待测物质的浓度，这对于确定待测物质的生物处理极限浓度很有意义。如果对某种废水缺乏应有的处理经验时，这种试验完全可以为设计研究人员合理选择处理工艺参数提供有效的帮助。
采用模型试验确定废水或有机物的可生化性的优点是成熟和可靠，同时可进行生化处理条件的探索，求出废水的合理稀释度、废水处理时间及其他设计与运行参数。缺点是耗费的人力物力较大，需时较长。
除上述各种方法外，还有动力学常数法、彼特(P．Pitter)标准测定法、脱氢酶活性法等方法用于研究废水的可生化性。
第五节   废水生化处理方法总论
一、生化处理方法分类
从微生物的代谢形式出发，生化处理方法主要可分为好氧处理和厌氧处理两人类型。按照微生物的生长方式，可分为悬浮生长型和固着生长型两类。此外，按照系统的运行方式可分为连续式和间歇式，按照主体设备中的水流状态，可分为推流式和完全混合式等类型。现大致归纳如下：
好氧处理与厌氧处理的区别主要有如下几方面。
①起作用的微生物群不同。好氧处理是由好氧微生物和兼性微生物起作用的；而厌氧处理是两大类群的微生物起作用，先是厌氧菌和兼性菌，后是另一类厌氧菌。
②产物不同。好氧处理中，有机物被转化为CO2、H2O、NH3或NO2-、NO3-、PO43-、SO42-等，且基本无害，处理后废水无异臭。厌氧处理中，有机物被转化为CH4、NH3、胺化物或氮气、H2S等，产物复杂，出水有异臭。
③反应速率不同。好氧处理由于有氧作为受氢体，有机物分解比较彻底，释放的能量多，故有机物转化速率快，处理设备内停留时间短、设备体积小。厌氧处理有机物氧化不彻底，释放的能量少，所以有机物转化速率慢，需要时间长，设备体积庞大。
④对环境要求条件不同。好氧处理要求充分供氧，对环境条件要求不太严格。厌氧处理要求绝对厌氧的环境，对环境条件(如pH值、温度)要求甚严。
二、生化处理方法的发展沿革
1．好氧生化法的发展沿革
好氧生物处理法主要有活性污泥法和生物膜法两大类。活性话泥法是水体自净的人工强化方法，是一种依靠在曝气池内呈悬浮、流动状态的微生物群体的凝聚、吸附、氧化分解等作用来去除污水中有机物的方法；生物膜法则是土壤自净(如灌溉田)的人工强化方法，是一种使微生物群体附着于某些载体的表面上呈膜状；通过与污水接触，生物膜上的微生物摄取污水中的有机物作为营养并加以代谢，从而使污水得到净化的方法。
(1)活性污泥法的发展沿革  活性污泥法于1914年首先在英国被应用。在该法出现的初期，由于受到理论水平和运行、管理等技术条件的限制，使其应用和推广工作进展缓慢。近二十多年来，随着对其生物反应和净化机理的广泛深入的研究，以及该法在生产应用技术上的不断改进和完善。使它得到了迅速发展，相继出现了多种工艺流程和工艺方法，使得该法的应用范围逐渐扩大，处理效果不断提高，工艺设计和运行管理更加科学化。目前，活性污泥法已成为城市污水、有机工业废水的有效处理方法和污水生物处理的主流方法。
几十年来，人们对普通活性污泥法(或称传统活性污泥法)进行了许多工艺方面的改革和净化功能方面的研究。在污泥负荷宰方面，按照污泥负荷率的高低，分成了低负荷率法、常负荷率法和高负荷率法，在进水点位置方面，出现了多点进水和中间进水的阶段曝气法和生物吸附法、污泥再曝气法；在曝气池混合特征方面，改革了传统法的推流式，采用了完全混合法；为了提高溶解氧的浓度、氧的利用率和节省空气量，研究了渐减曝气法、纯氧曝气法和深井曝气法。
近十多年来，为了提高进水有机物浓度的承受能力，提高污水处理的效能，强化和扩大活性污泥法的净化功能，人们又研究开发了两段活性污泥法、粉末炭-活性污泥法、加压曝气法等处理工艺；开展了脱氮、除磷等方面的研究与实践；同时，对采用化学法与活性污泥法相结合的处理方法。净化含难降解有机物污水等方面也进行了探索。目前，活性污泥法正在朝着快速、高效、低耗等多功能方面发展。
(2)生物膜法的发展沿革  生物膜法是与活性污泥法并列的一种好氧生物处理技术。第—个生物膜法处理设施(生物滤池)是1893年在英国试验成功，1900年后开始付诸污水处理实践，并迅速在欧洲和北美得到广泛应用。早期出现的生物滤池(普通生物滤池)虽然处理污水效果较好，但其负荷低，占地面积大，易堵塞，其应用受到了限制。后来人们对其进行了改进，如将处理后的水回流等，从而提高了水力负荷和BOD负荷，这就是高负荷生物滤池。
50年代，在德国建造了塔式生物滤池，这种滤池高度大，具有通风良好、净化效能高、占地面积小等优点，其水力负荷和有机物负荷比高负荷生物滤池分别高2～10倍和2～3倍，是一种高效能的生物处理设备。
生物转盘出现于60年代。由于它具有净化功能好、效果稳定、能耗低等优点，因此在国际上得到了广泛应用，在构造形式、计算理论等方面均得到了较大发展。近年来，人们开发了采用空气驱动的生物转盘、藻类转盘等，在工艺形式上，进行了生物转盘与沉淀池或曝气池等优化组合的研究。
70年代初期，一些国家将化工领域中的流化床技术应用于污水生物处理中，出现了生物流化床。生物流化床主要有两相流化床和三相流化床。多年来的研究和运行结果表明，生物流化床具有BOD容积负荷大、处理效率高、占地面积小、投资省等特点，其缺点是运行不够稳定，操作困难。
生物活性炭法是近年来发展起来的一种新型水处理工艺，已在世界上许多国家采用，尤其在西欧更为广泛。该工艺的研究在我国已有十多年的历史，目前已进入实用阶段。应用实践证实，生物活性炭的吸附容量与单纯活性炭吸附容量对比，前者比后者提高2—30倍，说明生物活性炭具有微生物和活性炭的叠加和协同作用。该工艺对城市污水的深度处理安全适用，对难生物降解而可吸附性好的污染物，亦有很好的去除效果。
近年来出现的生物接触氧化法、投料活性污泥法，均是兼有活性污泥法和生物膜法特点的生物处理法，由于它们具有许多优点，因此也受到人们的重视。
2．厌氧生化法的发展沿革
厌氧生物处理法，是在无氧的条件下由兼性厌氧菌和专性厌氧菌来降解有机污染物的处理方法。该法的应用已有一百多年历史，但由于其与好氧法相比，存在着处理时间长、出水水质差、对低浓度有机废水处理效率低等缺点，从而使其应用受到限制，发展缓慢。
从70年代起，出现了世界性能源紧张，促使污水处理向节能和实现能源化方向发展。厌氧处理最大的特点是既节能又产能，对缓和污水处理厂“建得起，养不起”的矛盾有较好的客观效果。因此，厌氧生物处理法引起了人们的注目，其理论研究和实际应用都取得了很大的进展。在厌氧消化机理方面，新的甲烷菌不断被发现，多种代谢模式先后被提出，这些都对厌氧生物处理工艺的研究起到了指导作用。近年来，一些新的厌氧处理工艺或设备，如上流式厌氧污泥床、上流式厌氧滤池、厌氧接触法、厌氧流化床及两相厌氧消化工艺等相继出现，使厌氧生物处理法所具有的能耗小并可回收能源，剩余污泥量少，生成的污泥稳定，易处理，对高浓度有机污水处理效率高等优点，得到充分地体现。厌氧生物处理法经过多年的发展，现己成为污水处理的主要方法之一，不但可用于处理高浓度和中等浓度的有机污水及好氧处理过程中所产生的剩余有机污泥，还可以用于低浓度有机污水的处理。
3．好氧法与厌氧法的组合工艺
传统的生化处理方法主要着眼于除去BOD、COD和SS，而对氮、磷等营养物质的去除率很低。由于水体富营养化问题加剧，60年代以来。生物脱氮除磷工艺受到重视，先后开发了厌氧-好氧(A1-O)和缺氧-好氧(A2-O)组合工艺，在去除有机物的同时，前者可去除废水中的磷，后者可脱除废水中的氮。继而又将上述两工艺优化组合，构成可以同时脱氮除磷并处理有机物的A1-A2-O流程(或称A2/O)。该组合工艺处理效率高，经简单预处理的废水，依次经过厌氧、缺氧和好氧三段处理。可达到三级处理出水标准，对难生物降解的有机物也有较高的去除效果。而且，污泥沉淀性能好，电耗和药耗少，运行费用低。我国从80年代初开始研究采用上述组合工艺，已在广州、桂林等地建成多个采用A2/O工艺的废水处理厂，运行效果好。
随着研究与应用的深入，废水生化处理的方法、设备和流程不断发展与革新，与传统方法相比，在运用的污染物种类、浓度、负荷、规模以及处理效果、费用和稳定性等方面部大大改善了。酶制剂及纯种微生物的应用，酶和细胞的固定化技术等又会将现有的生化处理水平提高到一个新的高度。