Biodegradation of Synthetic Organic Compounds in Natural and Engineered Aquatic Environment
Wang Jianlong, Qian Yi
(State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control Department
of Environmental Science and Engineering, Tsinghua University, Beijing 100084)
Abstract In activated sludge
wastewater treatment systems, the removal of synthetic organic compounds (SOCs) was
affected by biodegradation, adsorption and volatilization. Their effluent concentrations
were determined by the kinetics of their biodegradation in a completely mixed bioreactor.
Therefore, biodegradation kinetics can be used to quantitatively describe the
biodegradability of these kinds of compounds. This paper reviewed the biodegradation of
SOCs in natural and engineered environment.
Key words Synthetic organic compounds, Activated sludge system,
Biodegradation, Aquatic environment.
摘要 在活性污泥废水处理系统中，合成有机化合物(synthetic
organic compounds，简称SOCs)的去除受生物降解、吸附、挥发等因素的影响。在完全混合式反应器中，其出水浓度由降解动力学参数决定，挥发和吸附受污泥浓度的影响。因此，生物降解动力学可用来定量描述这类化合物的生物降解特性。本文综述了合成有机化合物在天然和人工水环境中的生物降解特性及各种影响因素。
关键词 合成有机化合物 活性污泥系统 生物降解 水环境
合成有机化合物在天然和人工水环境的生物降解
王建龙 钱易
(清华大学环境科学与工程系 环境模拟与污染控制国家重点实验室
北京 100084)
随着有机合成工业的发展，大量的合成有机化合物(synthetic organic
compounds，简称SOCs)经使用后进入环境，这些SOCs
对生态环境造成了很大的影响，它们在环境中的行为及其归宿正日益引起人们的普遍关注。对大多数SOCs
来说，生物降解是其最重要的降解途径之一。生物降解速率对于估算这类有机物在环境中的转化、归宿和风险性起着重要的作用。
1 SOCs 在活性污泥处理系统中的行为分析
活性污泥系统是目前国内外广泛采用的废水处理的主要工艺，其基本流程为[1]：
图1 活性污泥法处理废水的基本流程
其关键部分为曝气池(或称生物反应器)和二沉池。
在生物反应器中进行充氧曝气，微生物利用进水中的有机化合物作为碳源和能源进行好氧代谢，使之部分合成菌体，部分被氧化为CO2和H2O，从而使有机物从水相中去除。活性污泥则在二沉池中进行沉淀分离。由于活性污泥不断增殖，为保证稳定的生物浓度，需要排泥。通过排泥，可以控制污泥浓度和固体停留时间(solid
retention time，简称SRT)。
生物反应器可以有不同的构造，按其水力特征可分为推流式和完全混合式。为便于分析和模拟，大多数研究者采用完全混合式反应器系统进行研究。本文主要讨论完全混合式活性污泥系统(completely
mixed activated sludge，简称CMAS)。
一般来说，废水是含有多种有机物的混合体系，而活性污泥体系是一个敞开系统，其中的微生物可以来自不同的途径。因此，活性污泥中的生物相十分丰富，其中以细菌为主，而细菌中又包含种属繁多的各种菌，要精确测定各个种属的数目及组成十分困难。因此，在工程上，生物浓度以质量浓度表示，通常表示为混合液悬浮固体(mixed
liquor suspended solids，简称 MLSS)或混合液挥发性悬浮固体(mixed liquor
volatile suspended solids，简称 MLVSS)。
活性污泥在CMAS体系中均匀分布，可以认为对于所有的微生物而言，其SRT均相同。因此，可以导出微生物比生长速率与SRT(qc)之间的关系[2]：
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(1) |
式中：b为率减系数。
式（1）表明：在CMAS体系中，通过调整SRT，可以控制微生物的比生长速率m。
微生物的比生长速率m与可生物降解的有机物的浓度之间的关系可以用Monod
方程描述[3]：
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(2) |
式中：Ss为合成有机物的浓度，mg/L；
mm为最大比生长速率，h-1；
Ks为半饱和常数，mg/L。
将(2)代入(1)，整理得到合成有机物在CMAS体系中的浓度：
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(3) |
从式(3)可以看出，反应器出水中SOC的浓度S仅由CMAS体系中的生物降解动力学系数(即mm和Ks)和SRT决定，而与进水中SOC的浓度无关。并且，由于式(3)中没有非生物降解项，因此，出水中SOC的浓度不受非生物降解，如吸附、挥发等因素的影响。
如果已知某一SOC 在CMAS系统中的生物降解动力学参数，利用式(3)预测CMAS系统中该SOC的浓度似乎很简单。然而，得到这些参数并非易事。并且，即使某一特定的SOC，不同的文献报道，其生物降解动力学参数值变化幅度较大。这可能是由于微生物生理状态不同造成的，微生物生理状态不同，其酶水平不同，导致不同的降解速率。
事实上，对于其它反应器构型的活性污泥体系，如推流式活性污泥法，情况并非如此。因此，对于这些体系，研究更加困难。目前，对于SOC生物降解动力学方面的研究大多在CMAS体系中进行。
2 SOCs 在CMAS系统中的生物降解性评价
图2 SOCs在CMAS系统中生物降解性的评判图
生物降解动力学参数可用于评价SOC在CMAS系统中的行为。从式(3)可以计算出给定的CMAS系统中SOC的出水浓度。McAvoy等[4]将式(3)重排后，以Ks为横坐标，mm为纵坐标作图，得到图2，用此来评价SOC在CMAS体系中生物降解性。
其中，出水中SOC浓度为0.1 mg/L是任意选择的，此值可选择为其它任意值。图中选择了4个不同的SRT，即3d,5d,15d和30d。SRT为3d代表一个快速系统，如城市污水处理系统，SRT为30d代表一个慢速系统，如工业废水处理系统。
如图2所示，如果动力学参数值位于SRT=3d线的左侧，表明该SOC非常易于生物降解，因为在CMAS系统中当SRT=3d或更长时，其出水浓度能达到0.1
mg/L。相反，如果某一SOC的动力学参数值位于SRT=30d线的右侧，说明该SOC非常难于生物降解，因为使其生物降解到浓度为0.1
mg/L需要30d或更长的污泥龄。
3 SOC在受纳水体中的行为预测
当SOC从废水处理系统排出进入受纳水体后，会继续发生生物降解作用，SOC在受纳水体中的生物降解行为以半衰期t1/2表示。一般地，当t1/2大于2个月时，可以认为该SOC在环境中是持久的，即难于生物降解[5-8]。
假设受纳水体为一推流式反应器，从废水处理厂中同时接收SOC及其相应的降解微生物。并且假定SOC为相应微生物的唯一碳源，则SOC在受纳水体中的生物降解半衰期可用Monod方程计算。将式(2)积分，并按t1/2的定义，即底物浓度降至初始浓度S0一半时所需的时间，将其代入得：
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(4) |
式中：SS0为受纳水体中SOC的浓度；
XB0为受纳水体中降解SOC的微生物浓度；
Y为产率系数。
式(4)表明，SOC生物降解半衰期依赖于SOC的初始浓度，相应的微生物浓度及其生物降解动力学参数。
如果定义：
无量纲半衰期= t1/2mm
无量纲SOC浓度=S0/Ks
无量纲菌体浓度=X0/S0Y，X0代表菌体的初始浓度
则式(4)可以简单地图示为图3。
图3 SOCs降解动力学参数图解
此图显示了SOC生物降解动力学参数，SOC初始浓度及相应的降解微生物浓度对SOC在水环境中生物降解半衰期的影响。
可以看出：
(1)SOC生物降解半衰期t1/2与其相应的降解微生物的mm成反比，因此，mm越小，则t1/2越长。
(2)当SOC的初始浓度大于半饱和常数Ks时，SOC初始浓度对半衰期的影响非常小。
则式(4)表明，从CMAS系统中排出的SOC的浓度很少能接近其Ks值。因此可以预计，受纳水体中SOC的初始浓度影响着其生物降解半衰期，其浓度越低，导致半衰期越长。此外，如果Ks大，则无量纲SOC浓度非常小，将导致半衰期t1/2延长。
(3)降解微生物的初始浓度也对半衰期有较大影响，较低的X0会延长半衰期。因此，如果活性污泥系统中存在降解某一SOC的特殊微生物，而受纳水体中或许不存在该种微生物，在这种情况下，消毒去除出水中的微生物的做法将大大延长这些SOC在环境中的半衰期。
利用图3，我们可以判断某一种可生物降解的SOC在受纳水体中的行为，如洗涤剂十二烷基苯磺酸钠，其动力学参数为mm=0.60 h-1，Ks=0.56mg/L，从图3判断，该SOC在CMAS系统中非常容易生物降解，可得到很低的出水浓度。
假设该SOC从废水处理厂排出的浓度为0.1mg/L，在受纳水体中被稀释至0.01mg/L，其无量纲SOC浓度为：S0/Ks=0.01mg/L÷0.56
mg/L=0.018，假定在受纳水体中降解该SOC无量纲微生物浓度为0.001，则可算出其无量纲化半衰期为400，已知其mm=0.60h-1，所以该SOC在受纳水体中的半衰期为400÷0.60h-1=677
h。
考虑另一难生物降解有机物，1，4-dioxane，其动力学参数为mm=0.01h-1，Ks=13.5mg/L，从图3判断，该SOC在CMAS系统中非常难生物降解，即其出水浓度很难降至0.1
mg/L，表明CMAS系统不适合于处理该化合物。假定采用其它工艺能够使其排放浓度降至0.1
mg/L，其无量纲SOC浓度为：S0/Ks=0.1 mg/L÷13.5mg/L=0.0074，假定在受纳水体中降解该SOC无量纲微生物浓度为0.01，则可算出其无量纲化半衰期为700，已知其mm=0.01h-1。所以该SOC在受纳水体中的半衰期为700÷0.01h-1=70000
h。表明该SOC在受纳水体中难于生物降解。
上述结果表明，SOCs的生物降解实验在表征其在天然与人工水环境中的行为与归宿方面起着十分重要的作用。
4 参考文献
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McGraw-Hill, Inc., third edition. 1991.
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[8] Ellis T G，Smets B F，Grady Jr et al. Influence of simultaneous multiple substrate
biodegradation on the kinetic parameters for individual substrates. Water Environ. Res.
1998, 70: 27-33.
王建龙 男，36岁，博士后，从事水污染控制、现代环境生物技术等方面的教学和科研工作。
国家自然科学基金资助项目(59978020)。 1999-10-01收稿，2000-07-07修回。