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所谓废水可生化性的本质是指废水中所含的污染物能够通过微生物的生命活动改变污染物的化学结构，从而改变污染物的化学和物理性质的程度。研究污染物生物降解性的目的是了解污染物的分子结构在生物作用下能否分解成环境所允许的结构形式，是否有足够快的分解速度。因此，对废水可生化性的研究，只研究能否采用生物处理，不研究分解出什么产物，即使有机污染物被生物污泥吸附去除。因为在停留时间短的处理设备中，有些物质来不及分解。让它随着污泥进入消化池，逐渐分解。事实上，生物处理并不要求将有机物完全分解成CO2、H2O和硝酸盐，而只要求将水中的污染物去除到环境允许的程度。

在分析污染物的可生化性时，还应注意以下几点。

某些有机物在低浓度时毒性较小，可被微生物降解。但在浓度较高时，对微生物表现出较强的毒性，如常见的苯酚、氰化物、苯等物质。苯酚浓度为1%时为良好的杀菌剂，但低于300mg/L时，可被驯化的微生物降解。

(2)废水中往往含有多种污染物，这些污染物混入废水后可能发生复合和聚合，从而增加其抗降解能力。有毒物质的混合往往会增加毒性作用，因此不能简单地通过某些化合物的存在来判断水成分复杂的废水生化处理的难度。

接种微生物的种类和属是极其重要的因素。不同的微生物具有不同的酶诱导特性。在底物的诱导下，有些微生物可能产生相应的诱导酶，而有些则不能，因此底物的降解能力不同。目前废水处理技术已经发展到利用特效菌株和突变菌株处理有毒废水的阶段，大大提高了有毒物质的降解效率。

环境因素，如pH值、水温、溶解氧、重金属离子等，对微生物的生长繁殖和污染物的存在形态都有影响，因此这些环境因素也间接影响废水中有机污染物的降解程度。

判断可生化性的四种方法

废水生物降解性差异的主要原因是废水中含有的一些有机物不易被微生物分解利用，也有一些不易被微生物降解，甚至抑制微生物的生长。这些有机物的生物降解性及其在废水中的相对含量决定了该废水生物处理(通常指好氧生物处理)的可行性和难度。在一定情况下，废水的可生化性不仅反映了废水中的有机污染物能否被利用和利用的程度，还反映了微生物在处理过程中对有机污染物的利用速度：一旦微生物的分解利用速度过慢，处理过程耗时过长，这在实际的废水工程中很难达到。因此，一般认为这种废水的可生化性不高。

确定待处理废水的可生化性，对于废水处理方法的选择和生化处理段进水、有机负荷等重要工艺参数的确定具有重要意义。根据采用的判断参数，国内外生物降解性的判断方法大致可分为有氧呼吸参数法、微生物生理指标法、模拟实验法和综合模型法。

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好氧呼吸参量法

在微生物好氧降解有机污染物的过程中，除了COD、BOD等水质指标的变化外，还伴随着O2的消耗和CO2的生成。

好氧呼吸参数法是通过测量呼吸代谢过程中COD、BOD等水质指标的变化和O2或CO2含量(或消耗和产生速率)的变化来确定一种有机污染物(或废水)的可生化性的方法。根据采用的水质指标，主要可分为：水质指数评价法、微生物呼吸曲线法和CO2产量测定法。

1.水质指标评价法

BOD5/CODCr比值法是评价废水可生化性最经典、最常用的方法。

传统观点认为，BOD5/CODCr的比值，即B/C的比值，反映了废水中可生物降解的有机污染物占有机污染物总量的比例，因此可以用该值来评价废水在好氧条件下的微生物可生物降解性。一般来说，BOD5/COD值越大，废水的生物处理越好。基于国内外的研究成果，可参考表【废水可生化性评价参考数据】中所列数据对废水的可生化性进行评价。

在各类有机污染指标中，总有机碳(TOC)、总需氧量(TOD)等指标可以用仪器比COD更快速地测定，测定过程更可靠，能更准确地反映废水中有机污染物的含量。随着近年来上述指标测定方法的发展和完善，国外常采用BOD/TOD和BOD/TOC比值作为测定废水可生化性的指标，并给出了一系列标准。但是无论是BOD/COD，BOD/TOD还是BOD/TOC，

该种判定方法的主要优点在于：BOD、COD等水质指标的意义已被广泛了解和接受，且测定方法成熟，所需仪器简单。

但该判定方法也存在明显不足，导致该种方法在应用过程中有较大的局限性。首先，BOD本身是一个经验参数，必须在严格一致的测试条件下才能比较它们的重现性和可比性。测试条件的任何偏差都将导致极不稳定的测试结果，稀释过程、分析者的经验以及接种材料的变化都可以导致BOD测试的较大误差，同时，我们又很难找到一个标准接种材料来检验所接种的微生物究竟带来多大的误差，也不知道究竟哪一个测量值更接近于真值。实际上，不同实验室对同一水样的BOD测试的结果重现性很差，其原因可能在于稀释水的制备过程或不同实验室具体操作差异所带来的误差；其次，国内外学者对各类工业废水和城市污水的BOD与COD数值做了大量的测定工作，并确定了能表征两者相关性的关系式：

COD＝a+bBOD——(1)

式(1)中a=CODnB，b=CODB/BOD；

CODnB—不能被生物降解的那部分有机物的COD值；

CODB—能被生物降解的那部分有机物的COD值。

根据公式1可以看出，BOD/COD值不能表示可生物降解的有机物占全部有机物的比值，只有当a值为零时废水的BOD/COD比值才是常数；最后，废水的某些性质也会使采用该种方法判定废水可生化性产生误差甚至得到相反的结论，如：BOD无法反映废水中有害有毒物质对于微生物的抑制作用，当废水中含有降解缓慢的有机污染物悬浮、胶体污染物时，BOD与COD之间不存在良好的相关性。

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。

（2）COD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.微生物呼吸曲线法

微生物呼吸曲线是以时间为横坐标，以生化反应过程中的耗氧量为纵坐标作图得到的一条曲线，曲线特征主要取决于废水中有机物的性质。测定耗氧速度的仪器有瓦勃氏呼吸仪和电极式溶解氧测定仪。

微生物内源呼吸曲线：当微生物进入内源呼吸期时，耗氧速率恒定，耗氧量与时间呈正比，在微生物呼吸曲线图上表现为一条过坐标原点的直线，其斜率即表示内源呼吸时耗氧速率。

如图1所示，比较微生物呼吸曲线与微生物内源呼吸曲线，曲线a位于微生物内源呼吸曲线上部，表明废水中的有机污染物能被微生物降解，耗氧速率大于内源呼吸时的耗氧速率，经一段时间曲线a与内源呼吸线几乎平行，表明基质的生物降解已基本完成，微生物进入内源呼吸阶段；

曲线b与微生物内源呼吸曲线重合，表明废水中的有机污染物不能被微生物降解，但也未对微生物产生抑制作用，微生物维持内源呼吸；

曲线c位于微生物内源呼吸曲线下端，耗氧速率小于内源呼吸时的耗氧速率，表明废水中的有机污染物不能被微生物降解，而且对微生物具有抑制或毒害作用，微生物呼吸曲线一旦与横坐标重合，则说明微生物的呼吸已停止，死亡。将微生物呼吸曲线图的横坐标改为基质浓度，则变为另一种可生化性判定方法—耗氧曲线法，虽然图的含义不同，但是与微生物呼吸曲线法的原理和实验方法是一致的。

该种判定方法与其他方法相比，操作简单、实验周期短，可以满足大批量数据的测定。但必须指出，用此种方法来评价废水的可生化性、必须对微生物的来源、浓度、驯化和有机污染物的浓度及反应时间等条件作严格的规定，加之测定所需的仪器在国内的普及率不高，因此在国内的应用并不广泛。

3.CO₂生成量测定法

微生物在降解污染物的过程中，在消耗废水中O₂的同时会生成相应数量的CO₂。因此，通过测定生化反应过程CO₂的生成量，就可以判断污染物的可生物降解性。

目前最常用的方法为斯特姆测定法，反应时间为28d，可以比较CO₂的实际产量和理论产量来判定废水的可生化性，也可以利用CO₂/DOC值来判定废水的可生化性。由于该种判定实验需采用特殊的仪器和方法，操作复杂，仅限于实验室研究使用，在实际生产中的应用还未见报道。

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微生物生理指标法

微生物与废水接触后，利用废水中的有机物作为碳源和能源进行新陈代谢，微生物生理指标法就是通过观察微生物新陈代谢过程中重要的生理生化指标的变化来判定该种废水的可生化性。目前可以作为判定依据的生理生化指标主要有：脱氢酶活性、三磷酸腺苷(ATP)。

1.脱氢酶活性指标法

微生物对有机物的氧化分解是在各种酶的参与下完成的，其中脱氢酶起着重要的作用：催化氢从被氧化的物质转移到另一物质。由于脱氢酶对毒物的作用非常敏感，当有毒物存在时，它的活性(单位时间内活化氢的能力)下降。因此，可以利用脱氢酶活性作为评价微生物分解污染物能力的指标：如果在以某种废水(有机污染物)为基质的培养液中生长的微生物脱氢酶的活性增加，则表明微生物能够降解该种废水(有机污染物)。

2.三磷酸腺苷(ATP)指标法

微生物对污染物的氧化降解过程，实际上是能量代谢过程，微生物产能能力的大小直接反映其活性的高低。三磷酸腺苷(ATP)是微生物细胞中贮存能量的物质，因而可通过测定细胞中ATP的水平来反映微生物的活性程度，并作为评价微生物降解有机污染物能力的指标，如果在以某种废水(有机污染物)为基质的培养液中生长的微生物ATP的活性增加，则表明微生物能够降解该种废水(有机污染物)。

此外，微生物生理指标法还有细菌标准平板计数、DNA测定法、INT测定法、发光细菌光强测定法等。

虽然目前脱氢酶活性、ATP等测定都已有较成熟的方法，但由于这些参数的测定对仪器和药品的要求较高，操作也较复杂，因此目前微生物生理指标法主要还是用于单一有机污染物的生物可降解性和生态毒性的判定。

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模拟实验法

模拟实验法是指直接通过模拟实际废水处理过程来判断废水生物处理可行性的方法。根据模拟过程与实际过程的近似程度，可以大致分为培养液测定法和模拟生化反应器法。

1.培养液测定法

培养液测定法又称摇床试验法，具体操作方法是：在一系列三角瓶内装入某种污染物(或废水)为碳源的培养液，加入适当N、P等营养物质，调节pH值，然后向瓶内接种一种或多种微生物(或经驯化的活性污泥)，将三角瓶置于摇床上进行振荡，模拟实际好氧处理过程，在一定阶段内连续监测三角瓶内培养液物理外观(浓度、颜色、嗅味等)上的变化，微生物(菌种、生物量及生物相等)的变化以及培养液各项指标：pH、COD或某污染物浓度的变化。

2.模拟生化反应器法

模拟生化反应器法是在模型生化反应器(如曝气池模型)中进行的，通过在生化模型中模拟实际污水处理设施(如曝气池)的反应条件，如：MLSS浓度、温度、DO、F/M比等，来预测各种废水在污水处理设施中的去除效果，及其各种因素对生物处理的影响。

由于模拟实验法采用的微生物、废水与实际过程相同，而且生化反应条件也接近实际值，从水处理研究的角度来讲，相当于实际处理工艺的小试研究，各种实际出现的影响因素都可以在实验过程中体现，避免了其他判定方法在实验过程中出现的误差，且由于实验条件和反应空间更接近于实际情况，因此模拟实验法与培养液测定法相比，能够更准确地说明废水生物处理的可行性。

但正是由于该种判定方法针对性过强，各种废水间的测定结果没有可比性，因此不容易形成一套系统的理论，而且小试过程的判定结果在实际放大过程中也可能造成一定的误差。

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综合模型法

综合模型法主要是针对某种有机污染物的可生化的判定，通过对大量的已知污染物的生物降解性和分子结构的相关性利用计算机模拟预测新的有机化合物的生物可降解性，主要的模型有：BIODEG模型、PLS模型等。

综合模型法需要依靠庞大的已知污染物的生物降解性数据库(如EU的EINECS数据库)，而且模拟过程复杂，耗资大，主要用于预测新化合物的可生化性和进入环境后的降解途径。

除以上的可生化性判定方法之外，近年来还发展了许多其他方法，如利用多级过滤和超滤的方法得到废水的粒径分布PSD和COD分布来作为预测废水可生化性的指标；利用耗氧量、生化反应某端产物、生物活性值联合评价废水的可生化性；利用经验流程图来预测某种有机污染物的可生化性。

综上所述，目前国内外对于废水的可生化性判定方法各有千秋，在实际操作中应根据废水的性质和实验条件来选择合适的判定方法。