1、第十一章 廢水生物處理的基本概念和生化反應動力學基礎 第一節 廢水的好氧生物處理和厭氧生物處理微 生 物 的 新 陳 代 謝 新陳代謝：微生物不斷從外界環境中攝取營養物質，通過生物酶催化的復雜生化反應，在體內不斷進行物質轉化和交換的過程。 分解代謝：分解復雜營養物質，降解高能化合物，獲得能量。 合成代謝：通過一系列的生化反應，將營養物質轉化為復雜的細胞成分，機體制造自身。 底物降解：污水中可被微生物通過酶的催化作用而進行生物化學變化的物質稱為底物或基質。 可生物降解有機物量：可通過生物的降解轉化的量。 可生物降解底物量：包括有機的和無機的可生物利用物質。新陳代謝合成代謝(同化作用)分解代謝(異

2、化作用)復雜物質分解為簡單物質簡單物質合成為復雜物質吸收能量釋放能量能量代謝物質代謝能量循環：三磷酸腺苷ATP(adenosine triphosphate)AMP+PADP+ P ATP ADP磷酸化生成ATP；ATP水解產生能量。低能化合物高能化合物ATP能量生理需要細胞合成熱能釋放ADP磷酸化光合磷酸化底物水平磷酸化電子傳遞磷酸化氧化磷酸化ADP磷酸根+微 生 物 的 呼 吸 一切生物時刻都在進行著呼吸，沒有呼吸就沒有生命。呼吸作用的生物現象： 呼吸作用中發生能量轉換：供細胞合成、其他生命活動，多余的能量以熱量形式釋放。 通過呼吸作用，復雜有機物逐步轉化為簡單物質。呼吸作用過程中吸收和同

3、化各種營養物質。微 生 物 的 呼 吸 類 型微生物的呼吸指微生物獲取能量的生理功能好氧呼吸厭氧呼吸根據氧化的底物、氧化產物的不同 按反應過程中的最終受氫體的不同 自養型微生物 無氧呼吸異養型微生物發 酵根據受氫體的不同分為根據受氫體的不同分為好氧呼吸是營養物質進入好氧微生物細胞后，通過一系列氧化還原反應獲得能量的過程。有分子氧參與的生物氧化， 反應的最終受氫體是分子氧。底物中的氫被脫氫酶活化，并從底物中脫出交給輔酶（遞氫體），同時放出電子，氧化酶利用底物放出的電子激活游離氧，活化氧和從底物中脫出的氫結合成水。NAD(P)煙酰胺腺嘌呤二核苷酸（磷酸）好氧呼吸過程實質上是脫氫和氧活化相結合的過程

4、。在這個過程中，同時放出能量。依好氧微生物的類型不同，被其氧化的底物不同，氧化產物也不同。好氧呼吸有異養型微生物呼吸和自養型微生物呼吸兩種 。HNAD(P)HNAD(P)H2H2 好 氧 呼 吸 1.異養型微生物 異養型微生物以有機物為底物（電子供體），其終點產物為二氧化碳、氨和水等無機物，同時放出能量。如下式所示： 異氧微生物又可分為化能異氧微生物和光能異氧微生物。 化能異氧微生物：氧化有機物產生化學能而獲得能量的微生物。 光能異氧微生物：以光為能源，以有機物為供氫體還原CO2，合成有機物的一類厭氧微生物。 有機廢水的好氧生物處理，如活性污泥法、生物膜法、污泥的好氧消化等屬于這種類型的呼吸。

5、2817.3kJO6H6CO6OOHC2226126能量NHO13H11COH14ONOHC4222729112.自養型微生物 自養型微生物以無機物為底物（電子供體），其終點產物也是無機物，同時放出能量。能量SOH2OSH4222能量OH2HNO2ONH2324大型合流污水溝道和污水溝道存在該式所示的生化反應生物脫氮工藝中的生物硝化過程 光能自養微生物：需要陽光或燈光作能源，依靠體內的光合作用色素合成有機物。CO2+H2O CH2OO2 化能自養微生物：化能自養微生物不具備色素，不能進行光合作用，合成有機物所需的能量來自氧化NH3、H2S等無機物。光葉綠素厭氧呼吸是在無分子氧（O2）的情況下進

6、行的生物氧化。厭氧微生物只有脫氫酶系統，沒有氧化酶系統。在呼吸過程中，底物中的氫被脫氫酶活化，從底物中脫下來的氫經輔酶傳遞給除氧以外的有機物或無機物，使其還原。厭氧呼吸的受氫體不是分子氧。在厭氧呼吸過程中，底物氧化不徹底，最終產物不是二氧化碳和水，而是一些較原來底物簡單的化合物。這種化合物還含有相當的能量，故釋放能量較少。如有機污泥的厭氧消化過程中產生的甲烷，是含有相當能量的可燃氣體。厭氧呼吸按反應過程中的最終受氫體的不同，可分為發酵和無氧呼吸。 厭 氧 呼 吸 1.發酵 指供氫體和受氫體都參與有機化合物的生物氧化作用，最終受氫體無需外加，就是供氫體的分解產物（有機物）。 這種生物氧化作用不徹

7、底，最終形成的還原性產物，是比原來底物簡單的有機物，在反應過程中，釋放的自由能較少，故厭氧微生物在進行生命活動過程中，為了滿足能量的需要，消耗的底物要比好氧微生物的多。 例如，葡萄糖的發酵過程：總反應式：4HCOCOOH2CHOHC36126CHO2CH2COCOCOOH2CH323OHCH2CHCHO2CH4H23392.0kJ2COOHCH2CHOHC2236126 2.無氧呼吸 是指以無機氧化物，如NO3-，NO2-，SO42-，S2O32-，CO2等代替分子氧，作為最終受氫體的生物氧化作用。 在反硝化作用中，受氫體為NO3-，可用下式所示：總反應式： 在無氧呼吸過程中，供氫體和受氫體之

8、間也需要細胞色素等中間電子傳遞體，并伴隨有磷酸化作用，底物可被徹底氧化，能量得以分級釋放，故無氧呼吸也產生較多的能量用于生命活動。但由于有些能量隨著電子轉移至最終受氫體中，故釋放的能量不如好氧呼吸的多。24H6COO6HOHC226126O12H2N4NO24H2231755.6kJ2NO6H6CO4NOOHC22236126 好氧呼吸、無氧呼吸、發酵三種呼吸方式，獲得的能量水平不同， 如下表所示。呼吸方式受氫體化學反應式好氧呼吸能量利用率42分子氧C6H12O6+6O2 6CO2+6H2O+2817.3kJ無氧呼吸無機物C6H12C6+4NO3 - 6CO2+6H2O+2N2+1755.6k

9、J發酵能量利用率26有機物C6H12C6 2CO2+2CH3CH2OH+92.0kJ好氧生物處理是在有游離氧（分子氧）存在的條件下，好氧微生物降解有機物，使其穩定、無害化的處理方法。微生物利用廢水中存在的有機污染物（以溶解狀與膠體狀的為主），作為營養源進行好氧代謝。這些高能位的有機物質經過一系列的生化反應，逐級釋放能量，最終以低能位的無機物質穩定下來，達到無害化的要求，以便返回自然環境或進一步處置。廢水好氧生物處理的最終過程可用下圖表示。廢水的好氧生物處理 圖示表明，有機物被微生物攝取后，通過代謝活動，約有1/3被分解、穩定，并提供其生理活動所需的能量；約有2/3被轉化，合成為新的原生質（細胞

10、質），即進行微生物自身生長繁殖。好氧生物處理的反應速度較快，所需的反應時間較短，故處理構筑物容積較小。且處理過程中散發的臭氣較少。所以，目前對中、低濃度的有機廢水，或者說BOD5濃度小于500mg/L的有機廢水，基本上采用好氧生物處理法。在廢水處理工程中，好氧生物處理法有活性污泥法和生物膜法兩大類。廢水的好氧生物處理 廢水的厭氧生物處理是在沒有游離氧存在的條件下，兼性細菌與厭氧細菌降解和穩定有機物的生物處理方法。在厭氧生物處理過程中，復雜的有機化合物被降解、轉化為簡單的化合物，同時釋放能量。 在這個過程中，有機物的轉化分為三部分進行：部分轉化為CH4，這是一種可燃氣體，可回收利用；還有部分被分

11、解為CO2、H2O、NH3、H2S等無機物，并為細胞合成提供能量；少量有機物被轉化、合成為新的原生質的組成部分。由于僅少量有機物用于合成，故相對于好氧生物處理法，其污泥增長率小得多。 由于廢水厭氧生物處理過程不需另加氧源，故運行費用低。此外，它還具有剩余污泥量少、可回收能量（CH4）等優點。 其主要缺點是反應速度較慢，反應時間較長，處理構筑物容積大等。為維持較高的反應速度，需維持較高的溫度，就要消耗能源。 對于有機污泥和高濃度有機廢水（一般BOD52000mg/L）可采用厭氧生物處理法。 廢水的厭氧生物處理第二節 微生物的生長規律和生長環境微生物的生長規律 微生物的生長規律一般是以生長曲線來反

12、映。按微生物生長速率，其生長可分為四個生長期停滯期（調整期）對數期（生長旺盛期）靜止期（平衡期）衰老期（衰亡期） 如果活性污泥被接種到與原來生長條件不同的廢水中（營養類型發生變化，污泥培養馴化階段），或污水處理廠因故中斷運行后再運行，則可能出現停滯期。這種情況下，污泥需經過若干時間的停滯后才能適應新的廢水，或從衰老狀態恢復到正常狀態。停滯期是否存在或停滯期的長短，與接種活性污泥的數量、廢水性質、生長條件等因素有關。 當廢水中有機物濃度高，且培養條件適宜，則活性污泥可能處在對數生長期。處于對數生長期的污泥絮凝性較差，呈分散狀態，鏡檢能看到較多的游離細菌，混合液沉淀后其上層液混濁，含有機物濃度較高

13、，活性強沉淀不易，用濾紙過濾時，濾速很慢。 當污水中有機物濃度較低，污泥濃度較高時，污泥則有可能處于靜止期，處于靜止期的活性污泥絮凝性好，混合液沉淀后上層液清澈，以濾紙過濾時濾速快。處理效果好的活性污泥法構筑物中，污泥處于靜止期。 當污水中有機物濃度較低，營養物明顯不足時，則可能出現衰老期。處于衰老期的污泥松散，沉降性能好，混合液沉淀后上清液清澈，但有細小泥花，以濾紙過濾時，濾速快。 注意合成產率系數和觀測產率系數。停 滯 期對 數 期靜 止 期衰 老 期 在污水生物處理過程中，如果條件適宜，活性污泥的增長過程與純種單細胞微生物的增殖過程大體相仿。但由于活性污泥是多種微生物的混合群體, 其生長

14、受廢水性質、濃度、水溫、pH、溶解氧等多種環境因素的影響，因此，在處理構筑物中通常僅出現生長曲線中的某一兩個階段。處于不同階段時的污泥，其特性又很大的區別。 在廢水生物處理中，微生物是一個混合群體，它們也有一定的生長規律。有機物多時,以有機物為食料的細菌占優勢,數量最多；當細菌很多時，出現以細菌為食料的原生動物;而后出現以細菌及原生動物為食料的后生動物，如右圖所示。 微生物要求的營養物質必須包括組成細胞的各種原料和產生能量的物質，主要有：水、碳素營養源、氮素營養源、無機鹽及生長因素。 微 生 物 的 生 長 環 境 影響微生物生長的環境因素微生物的營養 溫 度 pH 溶 解 氧 有 毒 物 質

15、 微生物的組成微生物組成水80干物質20無機質10有機物90C 53.1%,O 28.3%,N 12.4%,H 6.2%P 50%,S 15%,Na 11%,Ca 9%,Mg 8%,K 6%,Fe 1%等細胞分子式：C5H7O2N(有機部分)細胞分子式：C60H87O23N12P(考慮磷)一般估算營養比例： BOD N P 100 5 1 (1)水：組成部分，代謝過程的溶劑。細菌約80%的成分為水分。 (2)碳源：碳素含量占細胞干物質的50左右，碳源主要構成微生物細胞的含碳物質和供給微生物生長、繁殖和運動所需要的能量，一般污水中含有足夠碳源。 (3)氮源：提供微生物合成細胞蛋白質的物質。 (4

16、)無機元素：主要有磷、硫、鉀、鈣、鎂等及微量元素。作用：構成細胞成分，酶的組成成分,維持酶的活性，調節滲透壓，提供自養型微生物的能源。 磷：核酸、磷脂、ATP轉化。硫：蛋白質組成部分，好氧硫細菌能源。鉀：激活酶。鈣：穩定細胞壁，激活酶。鎂：激活酶，葉綠素的重要組成部分 (5)生長因素：氨基酸、蛋白質、維生素等。微生物的營養各類微生物所生長的溫度范圍不同，約為5 80 。此溫度范圍，可分為最低生長溫度、最高生長溫度和最適生長溫度（是指微生物生長速度最快時溫度）。依微生物適應的溫度范圍，微生物可以分為中溫性（2045 ） 、好熱性（高溫性）（45以上）和好冷性（低溫性）（20以下）三類。當溫度超過

17、最高生長溫度時，會使微生物的蛋白質迅速變性及酶系統遭到破壞而失活，嚴重者可使微生物死亡。低溫會使微生物代謝活力降低，進而處于生長繁殖停止狀態，但仍保存其生命力。 微 生 物 的 生 長 環 境 影響微生物生長的環境因素微生物的營養 溫 度 pH 溶 解 氧 有 毒 物 質 不同的微生物有不同的pH適應范圍。細菌、放線菌、藻類和原生動物的pH適應范圍是在410之間。大多數細菌適宜中性和偏堿性（pH6.57.5）的環境。廢水生物處理過程中應保持最適pH范圍。當廢水的pH變化較大時，應設置調節池，使進入反應器（如曝氣池）的廢水，保持在合適的pH范圍。 微 生 物 的 生 長 環 境 影響微生物生長的

18、環境因素微生物的營養 溫 度 pH 溶 解 氧 有 毒 物 質 微 生 物 的 生 長 環 境 影響微生物生長的環境因素溶解氧是影響生物處理效果的重要因素。好氧微生物處理的溶解氧一般以24mg/L為宜。微生物的營養 溫 度 pH 溶 解 氧 有 毒 物 質 微 生 物 的 生 長 環 境 影響微生物生長的環境因素在工業廢水中，有時存在著對微生物具有抑制和殺害作用的化學物質，這類物質我們稱之為有毒物質。其毒害作用主要表現在細胞的正常結構遭到破壞以及菌體內的酶變質，并失去活性。在廢水生物處理時，對這些有毒物質應嚴加控制，但毒物濃度的允許范圍，需要具體分析。微生物的營養 溫 度 pH 值 溶 解 氧

19、 有 毒 物 質 第三節 反應速度和反應級數 生物化學反應是一種以生物酶為催化劑的化學反應。 污水生物處理中，人們總是創造合適的環境條件去得到希望的反應速度。 生化反應動力學目前的研究內容： (1)底物降解速率與底物濃度、生物量、環境因素等方面的關系； (2)微生物增長速率與底物濃度、生物量、環境因素等方面的關系； (3)反應機理研究，從反應物過渡到產物所經歷的途徑。 生化反應動力學 在生化反應中，反應速度是指單位時間里底物的減少量、最終產物的增加量或細胞的增加量。在廢水生物處理中，是以單位時間里底物的減少或細胞的增加來表示生化反應速度。 圖中的生化反應可以用下式表示： 即 該式反映了底物減少

20、速率和細胞增長速率之間的關系，是廢水生物處理中研究生化反應過程的一個重要規律。 反 應 速 度 tytdXd1dSd SdXdyPXSzy tytdSddXd及式中：反應系數 又稱產率系數，mg（生物量）/mg（降解的底物）。實驗表明反應速度與一種反應物A的濃度A成正比時，稱這種反應對這種反應物是一級反應。實驗表明反應速度與二種反應物A、B的濃度A、B成正比時，或與一種反應物A的濃度A的平方A2成正比時，稱這種反應為二級反應。實驗表明反應速度與AB2成正比時，稱這種反應為三級反應；也可稱這種反應是A的一級反應或B的二級反應。在生化反應過程中，底物的降解速度和反應器中的底物濃度有關。 一般地：

21、aA+bB gG+hH如果測得反應速度：vdcA/dt=kcAa cBba+b=n, n為反應級數。 反 應 級 數 設生化反應方程式為：現底物濃度S以S表示，則生化反應速度： 式中：k反應速度常數，隨溫度而異； n反應級數。 上式亦可改寫為：該式可用圖表示，圖中直線的斜率即為反應級數n。PXSzyknvlgSlglgntvSdSdnktvSdSd或lgvlgS 反應速度不受反應物濃度的影響時，稱這種反應為零級反應。在溫度不變的情況下，零級反應的反應速度是常數。 對反應物A而言，零級反應：式中：v反應速度； t反應時間； k反應速度常數, 受溫度影響。 在反應過程中，反應物A的量增加時，k為正

22、值；在廢水生物處理中，有機污染物逐漸減少，反應常數為負值。ktkvddA，ktA0A 反應速度與反應物濃度的一次方成正比關系，稱這種反應為一級反應。對反應物A而言，一級反應： 式中：v 反應速度； t反應時間； k反應速度常數, 受溫度影響。 在反應過程中，反應物A的量增加時，k為正值；在廢水生物處理中，有機污染物逐漸減少，反應常數為負值。AAddktkvA，tk3 . 2lglgA0A 反應速度與反應物濃度的二次方成正比，稱這種反應為二級反應。 對反應物A而言，二級反應：式中：v反應速度； t反應時間； k反應速度常數, 受溫度影響。 在反應過程中，反應物A的量增加時，k為正值；在廢水生物處

23、理中，有機污染物逐漸減少，反應常數為負值。2A2AddktkvA，ktA0A11第四節 米歇里斯-門坦（Michaelis-Menten）方程式 一切生化反應都是在酶的催化下進行的。這種反應亦可以說是一種酶促反應或酶反應。酶促反應速度受酶濃度、底物濃度、pH、溫度、反應產物、活化劑和抑制劑等因素的影響。在有足夠底物又不受其他因素影響時，則酶促反應速度與酶濃度成正比。當底物濃度在較低范圍內，而其他因素恒定時，這個反應速度與底物濃度成正比，是一級反應。當底物濃度增加到一定限度時，所有的酶全部與底物結合后，酶反應速度達到最大值，此時再增加底物的濃度對速度就無影響，是零級反應，但各自達到飽和時所需的底

24、物濃度并不相同，甚至差異有時很大。濃度對酶反應速度的影響vmaxn=00n1n=1KS底物濃度底物濃度S1/2 vmax酶酶反反應應速速度度v 中間產物假說： 酶促反應分兩步進行，即酶與底物先絡合成一個絡合物（中間產物），這個絡合物再進一步分解成產物和游離態酶，以下式表示：式中，S代表產物，E代表酶，ES代表酶產物中間產物（絡合物），P代表產物。從上式可以看出，當底物S濃度較低時，只有一部分酶E和底物S形成酶-底物中間產物ES。此時，若增加底物濃度，則將有更多的中間產物形成，因而反應速度亦隨之增加。當底物濃度很大時，反應體系中的酶分子已基本全部和底物結合成ES絡合物。此時，底物濃度雖再增加，但

25、無剩余的酶與之結合，故無更多的ES絡合物生成，因而反應速度維持不變。EPESES321kkk 1913年前后，米歇里斯和門坦提出了表示整個反應中底物濃度與酶促反應速度之間關系的式子，稱為米歇里斯門坦方程式，簡稱米氏方程式，即：式中:v酶促反應速度；vmax最大酶反應速度； S底物濃度； Km米氏常數。 此式表明，當Km和vmax已知時，酶反應速度與酶底物濃度之間的定量關系。 由上式得： 該式表明，當vmax/v=2或v=1/2vmax時，Km=S，即Km是v=1/2vmax時的底物濃度，故又稱半速度常數。 SmSmaxSmSmaxKvKvv) 1(maxSmvvK 米 氏 方 程 式 SsSm

26、axKvv 當底物濃度S很大時，SKm，Km+SS，酶反應速度達到最大值，即v=vmax,呈零級反應，在這種情況下，只有增大底物濃度，才有可能提高反應速度。 實際應用時，我們采用了微生物濃度cx代替酶濃度cE。通過試驗，得出底物降解速度和底物濃度之間的關系式，類同米氏方程式，如下：式中：Ks為飽和常數，即當時的底物的濃度，故又稱半速度常數。SmmaxKvv 當底物濃度S較小時，SKm，Km+S=Km，酶反應速度和底物濃度成正比例關系，即 呈一級反應。此時，增加底物濃度可以提高酶反應的速度。但隨著底物濃度的增加，酶反應速度不再按正比例關系上升，呈混合級反應。 米 氏 常 數 的 意 義 米氏常數

27、Km是酶反應處于動態平衡即穩態時的平衡常數。具有重要物理意義：Km值是酶的特征常數之一，只與酶的性質有關，而與酶的濃度無關。不同的酶，Km值不同。如果一個酶有幾種底物，則對每一種底物，各有一個特定的Km。并且，Km值不受pH及溫度的影響。因此，Km值作為常數，只是對一定的底物、pH及溫度條件而言。測定酶的Km值，可以作為鑒別酶的一種手段，但必須在指定的實驗條件下進行。同一種酶有幾種底物就有幾個Km值。其Km值最小的底物，一般稱為該酶的最適底物或天然底物。如蔗糖是蔗糖酶的天然底物。1/Km可以近似地反映酶對底物親和力的大小，1/Km愈大，表明親和力越大，最適底物與酶的親和力最大，不需很高的底物濃

28、度，就可較易地達到vmax。 米 氏 常 數 的 測 定 對于一個酶促反應，Km值的確定方法很多。實驗中即使使用很高的底物濃度，也只能得到近似的vmax值，而達不到真正的vmax值，因而也測不到準確的Km值。為了得到準確的Km值，可以把米氏方程的形式加以改變，使它成為直線方程式的形式，然后用圖解法定出Km值。 目前，一般用的圖解求Km值法為蘭微福布克作圖法或稱雙倒數作圖法。此法先將米氏方程改寫成如下的形式，即： 實驗時，選擇不同的S，測定對應的v。求出兩者的倒數，作圖即可得出如下圖的直線。量取直線在兩坐標軸上的截距1/vmax和 -1/Km ，就可以求出Km及vmax。maxSmaxm111v

29、vKv 米 氏 常 數 的 測 定 第五節 莫諾特（Monod）方程式 微生物增長速度和微生物本身的濃度、底物濃度之間的關系是廢水生物處理中的一個重要課題。有多種模式反映這一關系。當前公認的是莫諾特方程式： 式中：S限制微生物增長的底物濃度，mg/L； 微生物比增長速度，即單位生物量的增長速度。式中：X微生物濃度，mg/L； max 的最大值，底物濃度很大，不再影響微生物 的增長速度時的值； KS飽和常數。 sssmaxkXXd/dtsssmaxkvmaxn=00n1n=1KS底物濃度底物濃度S1/2 vmax酶酶反反應應速速度度v 在一切生化反應中，微生物的增長是底物降解的結果，彼此之間存在著一個定量關系。現如以dS（微反應時段dt內的底物消耗量）和d X（dt內的微生物增長量）之間的比例關系值，通過下式表示之： 式中： Y 產率系數； X 微生物濃度； 微生物增長速度； 微生物比增長速度；底物降解速度；底物比降解速度。或或SXddYSXSXd/dd/dvvttYqXvYS/SXXtvddXXtvddSSXXvXSvq以及代入式得：式中：q和qmax為底物的比降解速度及其最大值；s為底物濃度；Ks為飽和常數。Y qmaxmaxY q目前廢水生物處理工程中常用的兩個基本反應動力學方程式sssmaxkSS