污水的可生化性.docx

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1、污水的可生化性一、好氧呼吸参量法微生物对有机污染物的好氧降解过程中，除 COD（C hemical Oxygen Demand 化学需氧量）、 BOD（BiologicalOxygen Demand生化需氧量）等水质指标的变 化外，同时伴随着02的消耗和C02的生成。好氧呼吸参量法是就是利用上述事实，通过测定COD、BOD 等水质指标的变化以及呼吸代谢过程中的02或C02含量（或消 耗、生成速率）的变化来确定某种有机污染物（或废水）可生化性的 判定方法。根据所采用的水质指标，主要可以分为：水质指标评 价法、微生物呼吸曲线法、C02生成量测定法。L水质指标评价法B0D5/C0DCr比值法是最经典

2、、也是目前最为常用的一种评 价废水可生化性的水质指标评价法。BOD是指有氧条件下好氧微生物分解利用废水中有机污染物 进行新陈代谢过程中所消耗的氧量，我们通常是将B0D5（五天 生化需氧量）直接代表废水中可生物降解的那部分有机物。 CODCr是指利用化学氧化剂（K2Cr2O7）彻底氧化废水中有机污四、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

3、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(particlesizedistribution)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。染物过程中所消耗氧的量，通常将CODCr代表废水中有机污染 物的总量。传统观点

4、认为BOD5/CODCr ,即B/C比值体现了废水中可 生物降解的有机污染物占有机污染物总量的比例，从而可以用该 值来评价废水在好氧条件下的微生物可降解性。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-【废水可生化性评价参考数据】所列数 据评价废水的可生化性。在各种有机污染指标中，总有机碳(TOC)、总需氧量(TOD) 等指标与COD相比，能够更为快速地通过仪器测定，且测定过 程更加可靠，可以更加准确地反映出废水中有机污染物的含量。 随着近几年来上述指标测定方法的发展、改进，国外多采用 BOD/TOD及BOD/TOC的比值作为废水可生化性判

5、定指标，并 给出了一系列的标准。但无论BOD/COD. BOD/TOD或者 BOD/TOC ,方法的主要原理都是通过测定可生物降解的有机物 (BOD)占总有机物(COD、TOD或TOC)的比例来判定废水可生 化性的。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

6、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/BODCODnB一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/CO

7、D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。某些废水中含有的悬浮性有机固体容易在COD的测定中 被重铭酸钾氧化，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

8、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。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。重铭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 叱碇不被重铭酸钾氧化，不能以COD的形式表现出需氧量，但

9、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

10、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

11、， 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一耗氧曲线法，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、C02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02的同时会 生成相应数量的CO2o因此，通过

12、测定生化反应过程C02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C02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C02/D0C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。二、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 磷酸腺昔（ATP）。1、

13、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、三磷酸腺苗（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。三磷酸腺昔（ATP）是微生物细胞中贮存能量的物质，因而可通过测定细

14、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。三、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

15、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

16、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。