8.2 微生物在固体废弃物处理中的应用 8.2.1 城市生活垃圾的微生物处理
生活垃圾是人类日常生活中产生的废弃物，当复杂多变、量大面广的生活垃圾排放到环境时，就会对大气、水体、土壤、生态环境带来严重的破坏。生活垃圾裸露堆放不仅会占去大量土地，影响自然景观；而且未经处理的生活垃圾直接还田或简易处理后就还田会严重破坏土壤的团粒结构，致使土壤保水、保肥能力下降；生活垃圾自然腐烂后还会产生恶臭，致使蚊蝇孳生、老鼠繁衍、各种病菌大量繁殖，排出大量氨、硫化物等，其中含有较多致癌物质，直接威胁人类的健康和生存。除此之外，生活垃圾还可间接通过水、气造成二次污染。垃圾在腐败过程中会产生大量酸性和碱性有机污染物，并会将垃圾中的重金属溶解出来，是有机物、重金属和病原微生物三位一体的污染源。据实验研究，1kg生活垃圾在氧化状况下经淋滤分解后，可产生硝酸盐、硫酸盐和氯化物等矿物质9000～12000mg，并溶解出2.8g钙镁物质。可使1t水的硬度升高半度，1t城市生活垃圾氧化分解产生的有机物质需要31t清洁土壤或115t清洁河水才能自净。生活垃圾的危害已涉及我们每一个人，切实有效的解决垃圾污染问题已刻不容缓。
8.2.1.1 8.2.1.2 城市生活垃圾处理方法
8.2.1.3
8.2.1.4 8.2.1.3 .5 8.2.1.6 微生物技术处理生活垃圾的安全性问题 安全性问题一直是微生物制剂，特别是基因工程菌推广使用的主要障碍，在这方面还需加强管理和更深入的研究，但仅仅因为基因工程菌可能存在一定的危险性就停止研究和使用，将使我们失去一个高效降解污染物的有力工具。在确保生活垃圾处理的安全性方面，关键要把好两个关，即投放安全菌剂和排出无害残存物。也就是说，必须要保证投加的是无害菌，如果使用基因工程菌必须保证其安全性，例如可构建只适于垃圾处理系统的营养缺陷型菌株来保证其安全性等；同时要把握好垃圾“消化”过程的温度、湿度、通气状况等，确保处理后的残存物也是安全的。目前，用于生活垃圾处理的菌种都来源于自然界且绝大部分不是有害菌，从垃圾处理机的运转情况看，并没有对周围人群产生不良影响，机器排出的残渣还成了附近居民抢手的花肥。从长远看，随着生物技术的发展，基因工程技术的研究也将越来越深入，它必将在环境污染治理中发挥重要作用。
8.2.2 污泥的微生物处理
在城市污水或工业废水的生物处理中，随着废水的净化过程，都将有大量的有机污泥（通称污泥）产生。这些污泥的成份、性质和废水的性质及处理工艺有关。如处理城市污水（或工业有机废水），来自初沉地的污泥主要是有机性质的（主要来自有机固体颗粒的沉降），而来自二沉池的污泥主要是生物处理过程中排出的剩余生物体，排泥体积约为处理的水体积的0.5～5%左右。
上述这类污泥富集了来自被处理废水的大量有机污染物（BOD5），如在初沉池中，进水BOD5的30%左右以沉降污泥形式被去除；而在曝气池后的二沉池中，被生物处理法去除的BOD5中的30--40%以剩余污泥形式排出。这样，进水BOD5的50%左右（设处理过程的BOD5去除率为90%左右）是以污泥形式而被去除的。因此，这种污染量大而集中的污泥，在进入环境之前，必需以妥善的无害化处理与处置（包括利用）。一般，对大多数城市污水或工业废水的生物处理厂（站）来说，花在污泥处理、处置上的费用是相当大的，约占总投资及运转费用的50%左右。所以，对一个废水生物处理厂来说，污泥的处理、处置同废水的净化一样都是非常重要的，切不可予以忽视。
污泥中含有大量的有机物，经微生物厌氧或好氧消化后可使有机污染物得到进一步的降解,转化为CO2或沼气(稳定化)；而且污泥的数量相应减少,在厌氧消化中污泥量约可减少一半(减量化)；污泥中病原微生物及寄生虫卵也相应减少(无害化)；污泥的脱水性能也大为改善,这样有利于污泥作进一步的处置。因此,污泥的微生物消化处理是废水生物处理中不可少的一个组成部分，是消除污泥对环境污染的有效方法。
8.2.2.1 污泥的来源及性质 (1) 初沉池污泥
初次沉淀污泥是指一级处理过程中产生的污泥。废水经初沉后，约可去除可沉物、油脂和飘浮物的50%、BOD的30%。初沉污泥的性质随废水（污水）的成分，特别是混入工业废水的城市污水或单独处理的工业废水性质而变化。城市合流污水初沉池污泥的特性见表４－21。
(2) 二沉池污泥
二沉池污泥是指二级生化处理中产生的污泥，包括活性污泥法中排放的剩余污泥，生物滤池及生物转盘等脱落的生物膜。此类污泥的组分与活性污泥及生物膜基本相同，除了吸附了少量的水中的悬浮物、无机盐或未分解的的残剩有机物外，主要是由微生物的细胞所组成，因此污泥的有机物含量、含水率都较高，密度低。二沉池污泥的比重约为1.005～１.025，污泥中的灰分及挥发性有机物的比例与生物处理系统中的泥龄有关，若泥龄长，则挥发性有机物含量较低。
8.2.2.2 污泥的浓缩
有机污泥的含水率一般都很高，可达95%以上，刚排出的剩余污泥甚至可达99%以上。因而体积很大，这对污泥的输送和处理都将造成困难，因此必须进行浓缩。
污泥浓缩的目的，是使污泥的含水率、污泥的体积得到一定程度的降低．从而减少污泥后续处理设施的基本建设费用和运行费用。
污泥中所含水分大致可分为四种，如图4－54所示。
图4－54 污泥所含水分示意图
（1）间隙水是指几个固形物质粒子间所包含的水，又称游离水、颗粒间隙水，约占污泥水分的70%。间隙水和固体粒子不是直接结合，因而易于排除。
（2）毛细管结合水在污泥的固体物质粒子间，形成一些小的毛细管，充满于毛细管中的水称为毛细管结合水，这部分水，约占污泥水分的20%。排出这部分水，需要较大的机械能，可以采用离心机或高压过滤机；使毛细管结合水从污泥中分离出来。
（3）表面附着水吸附在固体粒子表面的水，能随固形粒子移动，需用机械方法排除。 （4）内部水是指微生物细胞内的水分，此种水与固体粒子结合较牢固，单用机械方法不能达到排除目的，必须采用生物化学法或通过加热等方法才能排除。表面吸附水与内部水大约共占污泥含水量的10%.
污泥浓缩的对象主要是去除污泥颗粒间的游离水。对于一级污泥、二级污泥和消化污泥，采用的浓缩方法主要有重力浓缩、气浮浓缩和离心浓缩等。在现有处理工艺中，采用较多的是重力浓缩法，但此法的浓缩效果，受废水处理工作状况的影响较大，往往会出现浓缩效果欠佳的情况。因此，近年来，国内外积极研究与应用离心机浓缩污泥。上述三种污泥浓缩方法各有优缺点，应根据具体情况与要求予以选择，见表4－22。
表4－22 不同污泥浓缩方法的比较
如，当利用污泥作农肥时，且不作商品化产品（袋装颗粒肥料），而是运到农田直接施用，则要求污泥有一定流动性，但又考虑到运输费用，因此，污泥处理工艺应在保持污泥流动的前提下尽可能浓缩。
8.2.2.3 污泥的厌氧消化
美国学者克拉克（Clark）于1899年提出了从污水中迅速去除污泥，便污水保持新鲜，并将分离出来的污泥在隔绝空气的条件下进行消化的想法。迄今为止，人们根据这个想法已创造了不同类型的污泥处理构筑物，进行有机污泥的厌氧消化。所以污泥在厌氧条件下进行消化处理是人们早已熟悉的方法，并习惯地称之为污泥消化。现在，为了区别于污泥的好氧稳定处理（污泥的好氧消化），人们又称上述的污泥消化为污泥的厌氧消化。
污泥通过厌氧消化使其中的有机物得到降解、稳定，同时又回收利用了沼气。污泥厌氧处理原理及有机物的转化请参见废水厌氧处理章节。由于污泥的消化处理是在厌氧条件下进行，故运行中的动力消耗特别低，而且沼气可回收利用，更节约了运行费用。现在，城市污水处理厂中大多采用厌氧消化法对污泥进行无害化处理。
在污泥厌氧消化过程中，由于大量有机物质被水解液化，致污泥消化的上清液中还含有较多的有机物和营养物质。因此，这种上清液不能直接予以排放，还需要作进一步处理（如回入初沉池或生物处理构筑物与废水一并处理）。
污水处理厂从污水中分离出的污泥系由有机物和无机物组成。一般，生污泥约含65%的有机物和 35%的无机物。通过厌氧消化处理后，污泥中的有机物约有1/2～2/3被分解，消化污泥的体积得到减少（约60～70%），所含有机物约50%，无机物约50%。其次，污泥通过厌氧消化后，消化污泥中所含的肥分亦更易被植物所吸收。 (1) 污泥厌氧消化的方法
按操作温度不同，消化可分为中温消化（30－37℃）和高温消化（45－55℃）；按运行方式，可分为一级消化、二级消化、厌氧接触消化等；按负荷不同，可分为低负荷与高负荷两种。
1）低负荷消化法
低负荷消化法又称标准负荷消化法，是在普通消化池中进行。低负荷污泥消化池通常为单级消化过程。
消化池内不加热，不设搅拌装置，间歇投加污泥和排出脱水后污泥。在单级消化的实际运行过程中，当污泥加入后进行快速消化并产气后，气泡的上升所起的搅动作用是唯一的搅拌作用。池内形成三个区，上部浮渣区，中间为上清液，最下层为污泥区。经消化的污泥在池底浓缩并定期排出，上清液回到水处理流程的前端进行处理，产生以甲烷为主要成分的沼气，从池顶收集和导出。由上述可见，污泥的消化、浓缩和形成上清液等过程，是在一个消化池内同时完成的。在池中，不加热，不加搅拌，间隙投料和出料，一般负荷率为0.4－1.6kg（VSS）/m3.d。由于这种单级消化池存在池内分层、温度不均匀、有效容积小等问题，使其消化时间长达30～60d，此种低负荷消化法，仅适用于小型污泥处理。 2）高负荷消化法
高负荷消化是在高负荷消化池中进行。与普通单独消化池相比较, 高负荷消化池的固体负荷大得多，并设有搅拌设备、其搅拌,污泥投配及熟污泥排除等工序为24h连续进行，不存在分层现象，全池都处于活跃的消化状态。消化时间仅为低负荷消化池的1／3左右（10～15d），固体负荷约提高4～6倍。
目前国内外常用的高负荷消化池有不同的形式，主要是在搅拌方式上的不同。可用气体循环、搅拌、提升或引流管混合器，使污泥在内部混合和加热，达到最佳的消化效果。 3）二段消化法
二段消化法又称二级消化法，在二段消化系统内，产酸和产甲烷阶段分别在两个单独的反应池中完成。采用这种方法，可为各大类微生物提供最佳的繁殖条件，得到最好的消化效果。
但这种二段消化法尚处于研究和开发阶段。现在实际应用的二段消化系统，是污泥消化和浓缩分二段进行。第一消化池主要进行加热、搅拌、产气和除渣，池温度约33～35℃；第二消化池不加热，不搅拌，利用从第一消化池排出污泥的余热，使池温约24－26℃，继续进行消化、浓缩和排出上清液。二级消化产气量比一级消化大约增加10%～15%，其中第一段消化池占总产气量的90%。二级消化池的总容积与一级消化池相同，因第二段消化池不搅拌、不加热，所以总动力消耗较少，而消化更彻底。但因消化池的数量增加一倍，基建投资和占地面积较大。 4）厌氧接触消化法
厌氧消化的时间受产甲烷菌分解有机物的速度所控制，出自高负荷消化池的污泥，在第二段消化池进行沉降处理，将沉降后的熟污泥部分回流到第一段消化池，这样可以增加消化池中产甲烷菌的数量与停留时间，相对降低挥发物与细菌数的比值，从而加快分解速度。该运行方式称为厌氧接触法。此法对有机物的分解速度比单一的高负荷消化池快，消化时间可缩短至12－24h。回流污泥量为新鲜污泥投配量的1～3倍，剩余污泥量也较少。 上述污泥厌氧消化法均属中温消化，由于高温消化的能耗比中温消化多，因此一般不采用，厌氧消化中最通用的是中温消化。
目前国内外对厌氧消化有三个主要发展趋势来节省费用： ① 采用较短的停留时间； ② 污泥进行预浓缩；
③ 建造价格便宜的预制构件消化池。
(2) 影响厌氧消化的主要因素及调节控制 为使厌氧消化系统高效与安全运行，操作人员掌握好影响厌氧消化的主要因素是十分必要的。 1）温度
温度是影响消化过程的主要因素。细菌的活动与温度有关，温度不仅影响厌氧消化的速
度，而且影响消化的深度。即温度的高低决定消化的快慢，同时也影响沼气产量。高温消化可以提高产气量，而且几乎可杀灭污泥中全部病原细菌和寄生虫卵；但高温消化操作复杂，加热费用高，所以一般采用中温消化。
中温消化控制温度为33～35℃，其消化时间一般为25～30d。当采用二段消化时，两段停留的天数的比值可采用1:1，2:1或3:2，一般采用2:1的比值。应该指出，消化池内的产甲烷菌，在一定温度内被驯化后，温度波动2℃就可破坏消化作用，为此，在厌氧消化系统运行操作过程中，应严格执行操作规程，供给充足的热源，维护与保养好加热系统与设备至关重要。 2）投配率
投配率是每天投入消化池内新鲜污泥量占消化池有效容积的百分率。新鲜污泥单独地进行消化，需时间很长，因此在工程上经常采用的方式，是每日定量地将新鲜污泥投配到消化池中，并与熟化污泥进行混合消化，这样，既能使甲烷细菌迅速接种，又能利用消化液的缓冲能力，使混合污泥维持在弱碱性的pH值范围内，从而使甲烷细菌在最佳条件下工作。 应该指出，投配率的大小应适中，投配率小，污泥消化速度快、程度高、产气量也高，但消化池容积必然增大。投配率大，消化速度减慢，造成中间产物有机酸的累积，使pH值下降，容易影响消化正常进行，同时污泥削减量少。对于中温消化，投配率以5%～8%为宜。 3）pH值
厌氧消化过程包括两个不同的有机物转化反应阶段，第一阶段为酸性消化阶段，由产酸细菌使有机物水解和液化，产生有机酸，使系统pH值降低。第二阶段是碱性消化阶段，由甲烷细菌将第一阶段产物分解为以甲烷、二氧化碳为主的沼气，并产生一些重碳酸盐等。 甲烷细菌对环境条件非常敏感，除对温度的适应性很弱外，对pH值的适应范围也很窄，适宜的pH范围是6.6～7.8之间。在连续消化过程中，上述两阶段是同时进行的，并一旦被pH值、温度、有机物负荷、可溶盐的过量浓度等外加因素所破坏，则碱性消化阶段（甲烷消化）往往即行停止，其结果将导致厌氧消化进程的失常。因而在厌氧消化操作过程中，要求小心控制温度、有机负荷（投配比）、pH值等。当 pH值下降到 6.8以下时，最好投加碳酸钠，调整pH值在6－8的范围，并保持系统有一定的缓冲能力，使pH值保持稳定。如投加石灰等碱性物质，则应注意石灰等碱剂吸收系统中的CO2后，可使系统内压力降低，甚至出现局部真空；在pH值超过6.3时，石灰还与重碳酸盐碱度反应生成不溶性的碳酸钙，引起结垢、结壳现象。此外，投加碳酸钠时，还应注意过量的钠离子浓度对厌氧菌有抑制作用，因此要防止超过和达到致毒浓度。 4）搅拌
投入的生污泥与池内熟污泥的充分混合，造成全池各部分的物料和工作条件均匀一致，可加速消化过程，提高产气量。没有搅拌设备的消化池．消化时间约需30～60d；有搅拌设备的消化池，消化时间约10～15d，且产气量增加30%左右。 5）碳氮比（C／N）
污泥中有机物质的碳氮比，对消化过程有很大影响，碳氮比高，即氮量低，用于合成细菌的氮量不足，消化液中HCO3-（以NH4HCO3形式存在）浓度低，缓冲能力差，pH值易下降。反之，碳氮比太低，也就是氮含量过高，胺盐过度积累，pH值可上升到8.0以上，也会抑制产甲烷细菌的生长。试验表明，被分解物质的碳氮比为12～16时，厌氧菌最活跃，繁殖的新细胞也最多。活性污泥的碳氮比约4.8，不宜单独进行消化，如与初次沉淀污泥混合，可提高碳氮比，对消化有利。 6）有毒物质
主要有毒物质是重金属离子及某些阴离子，因此，必须严格控制污泥中重金属离子的含量。表4－23列出了污泥厌氧消化有害物质的最大容许浓度，可供参考。
表4－23 污泥厌氧消化中有害物质的最大容许浓度
8.2.2.4 污泥的好氧消化
好氧消化是污泥稳定的另一种可供选择的方法。好氧消化类似于活性污泥法，当加入的污泥中有机物耗尽时，微生物开始消耗其本身的原生质，以获得细胞反应所需的能量。在这种情况下，微生物被认为处于内源期。细胞组织被好氧氧化为二氧化碳、水和氨，而氨随消化作用的进行而陆续氧化成硝酸盐，其最终的全部反应可用如下方程式表示：
—
C5H7NO2＋7O2—→ 5CO2＋ NO3＋3H2O＋H+
当氨被氧化为硝酸盐，且系统中碱度不足以起到对溶液的缓冲作用时，pH值要降低。理论上，1kg的氨氮被氧化成硝态氮，则要减少7.1kg的碱度（以CaCO3表示）。在缓冲能力不足的情况下，要考虑采取投药措施，以维持适宜的pH值。 好氧消化的主要目标是消除污泥臭味，减少生物可降解的固体等。由于好氧细菌稳定污泥过程比厌氧细菌快，此法用于处理废水一级处理的初沉池污泥、废水生物处理二沉池污泥或这些污泥的混合物。好氧消化与厌氧消化相比，其优点是操作简易，投资费用低，上清液中的BOD、氨氮等浓度较低，污泥中有价值成分回收率高，对干扰性物质（如重金属等）的影响较小，并且没有甲烷爆炸的危险，消化污泥少，无臭、稳定，易脱水。但操作费用高（主要是供氧），需稳定的时间受温度变化的影响较大，不能产生甲烷这类有用副产品。污泥好氧消化主要用于污泥处理量不大的场合。 好氧消化可以间歇操作，也可连续操作。目前好氧消化过程有普通好氧消化与自热高温好氧消化两类。而自热高温好氧消化工艺又分空气曝气与纯氧曝气两种。 (1) 普通好氧消化
用空气作氧源的好氧消化，其主要技术参数如下： 1）水力停留时间
在温度为20℃左右、水力停留时间为10－12d条件下，挥发性固体的分解率为35%--40%。 2）负荷率
在表4－24中列出了普通好氧消化池的一些技术参数。
表4－24 好氧消化池的运行参数
3）环境条件
对好氧消化法，pH值和温度是重要的环境条件。在低于20℃时影响更大，此时，水力停留时间按1.08--1.10的系数增长(以15d为基数）。如水力停留时间达到60d，则温度的影响可以忽略不计。在水力停留时间长的条件下，pH值可能低于6，因此，在运行时要定期检查,注意系统的pH值调节. (2) 自热高温好氧消化
利用微生物氧化有机物时所释放出的热量对污泥加热，可以使污泥达到自热高温消化的目的。据运行条件的不同，污泥温度可达40－70℃。该法与普通好氧消化相比，具有反应速度快、停留时间短、基建费用低、改善污泥沉淀脱水性能等优点，而且可全部杀灭病原体，不需进一步消毒处理。自热高温消化池，在大多数的自然气候条件下，都可以达到稳定污泥的作用，比普通好氧消化和厌氧消化系统的停留时间要短得多。此外，与厌氧消化相比，产生的上清液中，有机物含量较低。这种消化池要加盖和保温，以便将系统的热损失减到最小。
8.2.2.5 污泥的堆肥
污泥的堆肥化是嗜热性的好氧分解过程，能把污泥中的有机物降解为类似腐殖质的性质稳定的物质。但是堆肥化并不是使污泥完全无机化；而且堆肥化分解后的污泥不致于产生使人不愉快的臭气以及病源菌的数量达到很低的水平，使污泥堆肥化后的进一步处置没有很大的危害，就认为堆肥化完成了。
经过堆肥化的城市污水污泥能为作物生长提供一定量的肥料元素，而堆肥化后的污泥中的有机物是很好的土壤改良肥料，因为经过一定程度的稳定，剩余的有机物分解缓慢，因而在相当长的时间内对土壤的改良起作用。堆肥后的污泥对于含砂过多的土壤和粘土太多的土壤特别有效，能使砂土含更多的水，并且有更长的保水时间；使粘土的透水、透气性改善，促进作物根系的发展和微生物的繁殖，缓解土壤的板结现象。不过如果污泥中有难分解的有机物、病源菌或重金属，则堆肥化后的污泥不宜用于种植人类食用的作物。 污泥堆肥化与城市垃圾堆肥化的不同是无需分离塑料、金属、玻璃等在城市垃圾中才有的物质，故运行、操作简便得多。
影响污泥堆肥化的主要因素是：物料的挥发性、含水率、pH值、氧的浓度、碳氮比和温度。这些因素能影响到细菌、真菌、放线菌等参与有机物降解的微生物的活性和堆肥化的进展速度。
含水量影响生物的活性，最佳的含水率为50～60%。含水率再高，难以维持污泥成堆的稳定性。脱水后的污泥仍然含水率太高，这时可以投加木屑或经堆肥后的污泥，以降低含水率。投加的木屑等添加剂数量、堆肥后的污泥的量，应尽可能根据特定的情况下的污泥性质作具体的计算。污泥堆肥中其它的一些影响条件的调控及工艺参数的选用请参阅本章第十
节。
8.2.2.6 污泥的综合利用及最终处置
消化后污泥已大大减量，但尚含有相当数量的有机物，含水率也较高，约95～97%，因此须经脱水与干化，使之进一步减量，以便于运输及作进一步的处理。
污泥经消化后所含的氮、磷比例提高，并含有某些植物生长所需的微量元素，因此可作为肥料加以利用。表4－25示污泥用于农用有机肥时对重金属含量的控制标准。表4－26示我国及欧美各国污泥中植物养分及重金属的含量。从表中可见城市污水厂污泥中重金属的含量均在控制标准值之下。此外污泥经脱水干化后可运至土地填埋场填埋处置。当污泥中含有过量的重金属或其他有害有毒物时则须干化后焚烧，以彻底消除其隐患。
表4－25 各国污水厂污泥农用控制标准
有些国家还对污泥的使用量提出了相应的限制措施，如美国每年在各种土地上污泥的使用量为2～70吨(干泥)/英亩，而挪威则规定每10年的土地使用量为22吨(干泥)/公顷。另外，
为防止有机污染物对人体造成影响，德国和瑞典两国还对农用污泥多氯联苯(PCBs)、二恶英和AOX等三种物质的含量进行了限制。至于污泥中病原体的控制，美国和欧盟各国都明确规定，污泥必须经过堆肥、热干燥、热处理以及高温好氧消化等过程进行杀灭处理，有些国家如挪威甚至规定得更为具体：农用污泥应不含沙门氏菌、无蛔虫卵，大肠杆菌的数量不得超过2500cfu/g干泥。
8.2.3 禽畜粪便处理与资源化工程
自改革开放和菜篮子工程实施以来，我国许多城市建了大量百头牛、千头猪和万羽鸡以上（存栏数）的大中型集约化的禽畜养殖场。例如在上海市就先后建起了1600多个大型养殖场，使饲养规模达到奶牛6万头、生猪500万头、鸡1.4亿羽,这对改善人民群众的生活，丰富副食品市场起了极大的作用。但由于种种原因，当时对大量产生的禽畜粪便未作妥善处理和有效利用，造成了严重的环境污染，并成为阻碍禽畜养殖业持续稳定发展的重要因素。
禽畜粪便由于其含有大量有机质及丰富的N、P、K等营养物，自古以来一直被作为农作物宝贵的有机肥而利用。农业科学的研究与实践表明，农业生态系统在物质循环过程中，需要从系统外输入一定量的有机质和其它营养元素，这样才能实现系统的高而稳定的产出。农业生态系统的物质和能量转换主要是在土壤库中进行的。土壤及有机肥中的有机养料，它们除了有营养作用、能增加作物产量外，在改良土壤和培肥地力方面更有其独特的效果，可以说，它们一直对植物的生长发育和土肥保持起着重要的作用。随着农田复种指数的提高，土壤养分输出量大，如不从系统外输入一定营养物质，将影响作物生长和土壤肥力的保持，影响农业的可持续发展。也就是说，农业生产需要大量的有机肥。对于小规模、分散的饲养场产生的禽畜粪便就近还田，既为农田增加了有机肥，也不会对环境产生负面影响。如今大规模、集约化养殖场禽畜粪便未加处理地大量集中排放，给环境造成了极大的压力。各地已都把该问题的解决提到重要议事日程。
本节将在讨论禽畜粪便污染严重性的基础上，着重介绍几种应用微生物技术进行禽畜粪便处理与资源化工程的实例，探讨解决这一难题的综合治理途径。
一、禽畜粪便污染的严重性
1.禽畜粪便的排放量
近年来，由于集约化禽畜生产迅速发展，禽畜粪便的发生量急剧增加。根据正常情况下禽畜的粪尿排放量及其N、P等含量（见表4－22和表4－23），可估算出一个年出栏10000头猪的畜牧场，平均每天猪粪便的排放量达17.5吨，其中N和P的排放量分别达105Kg和70Kg；年饲养10000羽产蛋鸡的养鸡场，平均每天的鸡粪便排放量达1.5吨，其中N和P的排放量分别达24.45Kg和23.1Kg。
据报道,全国禽畜粪便年排放量已达18.84亿吨，相当于工业废弃物年排放量的3.4倍。以上海为例，一方面，近年来的菜篮子工程使上海的肉猪、家禽、蛋、鲜奶的自给率，已分别达到50%、80%、70%和90%，而与此同时，禽畜粪便的年发生量已突破1200万吨,远远超过该市当年工业废渣(663.11万吨)和生活废弃物(666.44万吨)的排放量。而且主要由于当
时资金不足，环保设施不配套，致使大规模、集约化经营的禽畜养殖业产出的大量粪便，对环境污染的影响越来越大，已与工业废水、生活污水并列，成为水环境污染的三大源头之一。
2.禽畜粪便对环境的影响
⑴污染土壤、地下水
在禽畜粪便堆放或流经的地点，有大量高浓度粪水渗入土壤，可造成植物一时疯长，或使植物根系受损伤，乃至引起植物死亡。
粪水渗入地下水，会使地下水中硝态氮、硬度和细菌总数都严重超标。
⑵污染地表水，破坏水生态系统，甚至影响饮用水源，危及人类健康
大量禽畜粪便直接或随雨水流入水体，可使水体严重富营养化，水质腐败，水生生物死亡。据测定，当禽畜粪水流入池塘而使水中氨含量达到或超过0.2mg/l 时，就会对鱼产生毒性。此外禽畜粪便中可能存在的肠道传染病菌和人畜共患的病原体，都是对环境和人体健康的严重威胁。
⑶粪便恶臭的污染
刚排出的禽畜粪便含有NH3、H2S和胺等有害气体，在未能及时清除或清除后不能及时处理时臭味将成倍增加，产生甲基硫醇、二甲二硫醚、甲硫醚、二甲胺及低级脂肪酸等恶臭气体。如年出栏5000头的猪场每天的氨气量达0.8公斤以上。恶臭气体会对现场及周围人们的健康产生不良影响，如引起精神不振、烦躁、记忆力下降和心理状况不良，也会使禽畜的抗病力和生产力降低。
二、禽畜粪便处理适用技术的基本条件
由于禽畜粪便的有机物浓度高、氨氮浓度高、恶臭严重，因此治理难度极大。近年来，人们从治理禽畜粪便污染的大量实践中，越来越认识到套用污水生化处理工艺或物化处理技术企图达标排放，并不是合理有效的方法。而必须按照生态农业规律与可持续发展原则，走综合治理与资源化利用的道路。具体地讲，处理禽畜粪便的适用技术应具备以下条件： 低能耗、少动力。
这一要求是由我国国情及禽畜养殖业的实际所决定的。一些能耗高、动力花费大的技术，即使有很好的效果也难以维持运行。
例如，某水处理研究开发中心采用接触氧化→水解（酸化）→两段接触氧化→混凝工艺处理高浓度养猪废水。在最佳试验条件下，进水CODcr 小于5000mg/l，经处理后CODcr平均去除率大于97%，氨氮去除率大于96%。
某沼气科学研究所应用SBR工艺处理猪粪污水，氨氮去除率高达97.6%。但出水中仍残留有相当高的CODcr。
某高校生命科学技术学院采用SBR反应器与好氧-厌氧ICEAS脱氮反应器串联工艺处理猪粪废水，在进水CODcr浓度为5000-6000mg/l，NH3-N浓度为1400-1500mg/l的条件下，CODcr去除率达95%，NH3-N去除率达97%，出水CODcr浓度在250mg/l左右。 类似有较好效果的处理工艺还有不少，但都难以在生产实践中推广应用。能耗高、运行费用高是重要原因之一。
2. 资源化、有效益。
禽畜粪便自古以来都被作为优质有机肥而通过自然生态系得到转化、利用。如今，由于大规模、集约化养殖业产出的粪便量大，采用传统方法还田往往难以消纳，必须借助于现代高新技术及装备，高效率地把禽畜粪便转化成有用的资源。
例如，通过干湿分开、固液分离得到的干粪，可应用高效菌种发酵转变成饲料（鸡粪）或肥料（猪粪）；高浓度粪水可采用厌氧处理技术产生沼气、回收利用能源；也可应用光合细菌等高效菌种进行稳定化、无害化处理，并转化为液体肥料及回用于棚舍冲洗等等。重要的是把禽畜粪便视作一项可开发利用的资源，加以综合处理、利用并实行产业化，那么集约化的禽畜养殖场应该更有利、更具优势。
3. 零排放或少排放。
禽畜粪便的有机物浓度高、氨氮浓度高、恶臭严重，若按城市污水排放标准的要求处理达标，不仅投资大，而且运行成本相当高，实际上难以承受、难以实施。即使降低标准，允许处理出水CODcr400-450 mg/L排放，其对水体的污染与危害程度仍相当可观。因此，在
强调资源化的同时，应提出零排放或少排放的要求。对于一时利用不了的经综合处理的少量污水，可在后续处理中配以氧化塘及水生植物生态工程技术，将可较好地达到环境质量所要求的相关指标。
4. 以生物技术为核心的多项技术综合配套。
对于难度高的禽畜粪便治理，决不是某一单项技术（如高效菌种、高效反应器、合适机电设备等等）所能解决的。必须依据实际条件，合理选择多项高效生物技术及相应设备，取长补短，组合成一个有机的系统，发挥综合优势，才有可能达到较为理想的环境生态效益和社会、经济效益。
例如，在猪棚舍改造做到雨污分流、干湿分开的基础上，宜选用高效率、低能耗的固液分离机械或装置，使粪水中的细粪颗粒尽可能地分离取出，集中起来的干猪粪可采用高效菌种如玉垒菌N10（以放线菌为主的混合菌种），进行高温快速发酵，转变成优质的生物有机肥，可望取得经济效益。经固形物取出后的粪水，可应用厌氧发酵技术产沼、回收生物能，沼液、沼渣则可用作肥料；也可采用玉垒菌K40（专用于粪污水降解）、PSB（光合细菌）、EM等高效微生物，通过多级反应槽进行兼氧处理（不加人工嚗气），使粪污水中的各种污染物得以大幅度降解、转化、去除，在稳定化的同时达到无害化。这是由于在多级反应槽中，粪水中的大分子有机物在兼性厌氧条件下降解生成大量的低级脂肪酸，所以在第一、二级反应槽中低级脂肪酸浓度相当高，足以杀死或灭活病原菌，表现为大肠菌群数大幅度降低。随着低级脂肪酸被微生物逐渐利用，和有机氮分解释出NH3-N，可使后两级反应槽的pH上升到8.5—9.0，使NH3-N主要以NH3分子形式存在，这也有利于杀灭各种病原微生物。我们在高浓度的人粪便PSB法处理中，经上述稳定化、无害化处理，可使粪便转变成PSB液肥，同时加以充分利用，便可做到完全资源化和零排放。在应用玉垒菌综合处理猪粪水的中试规模的研究中，也达到了同样的效果。而且，经处理的粪水还可以用于猪舍的冲洗，使用水量大大减少。又由于该处理水中有益微生物的作用，可有效抑制腐败细菌的活动，从而使猪舍的恶臭大大降低。
我们在猪粪便的综合处理试验中，还应用了可降低恶臭、提高饲料效果、增强抗病性、促进生长的微生物制剂K20。结果使增重率提高、饲料报酬增加、疾病减少，猪舍恶臭降低。
研究表明，多种微生物技术的组合应用与高效装备的配套，是禽畜粪便综合治理取得成功的关键。
三、禽畜粪便综合处理和资源化工程实例
1．禽畜粪便厌氧处理与资源化
禽畜粪便的厌氧处理，无论是工艺、技术还是装置、设备都已相当成熟。禽畜粪便经厌氧发酵，可有效地达到无害化和稳定化。但该技术能否成功地应用，关键还在于资源化和二次污染的防止。
我国有一批农场和乡村，就是以禽畜饲养、粪便产沼、沼液沼渣制肥这一整套工程为龙头，带动了生态农业的建设，使洁净的生物能代替了烧煤、烧柴，以有机肥代替了化肥，使环境改善、农牧业发展。
2．厌氧-PSB-氧化塘工艺
由于不少养殖场缺乏就近还田利用沼液、沼渣的条件，而把它们排入环境仍然会造成严重污染。本工艺就是将厌氧处理、资源化技术与PSB处理、资源化技术和氧化塘生态工程技术结合起来，对禽畜粪便进行处理和多层次、多途径利用，沼液通过PSB和氧化塘生态工程系统的处理，可得到进一步降解、净化，直至达标排放。
该处理工程在上海某良种猪场进行，其工艺流程如图4－55所示：
剩余污泥及植株
图4－55 猪舍粪尿处理工艺流程图
该养猪场现日平均排放粪污水10吨，主要为猪尿和猪舍冲洗水。干粪自猪舍另行取出堆肥后用作有机肥。猪粪水经集水渠收集，流入集水井，其水质指标如下：
CODcr 1200～5000 mg/l，BOD 620～2500mg/l，NH3-N 250～600mg/l。
经上述工艺系统处理的效果如下：
（1）去除COD的效果
当进水CODcr为2061 mg/l 时，厌氧塔出水CODcr为666mg/l，去除率为66.3%；PSB出水CODcr为244 mg/l ，去除率为62%；氧化塘出水CODcr为65mg/l，去除率73.4%；系统总去除率为96.8%。
（2）去除BOD的效果
当进水BOD为835 mg/l 时，厌氧塔出水BOD为270mg/l，去除率为66.1%；PSB出水BOD为48 mg/l ，去除率为81.4%；氧化塘出水BOD为24mg/l，去除率50.0%；系统总去除率为97.1%。
（3）去除氨氮的效果
当进水氨氮为589 mg/l 时，厌氧塔出水氨氮为460mg/l，去除率为20.7%；PSB出水氨氮为143 mg/l ，去除率为68.9%；氧化塘出水氨氮为12mg/l，去除率91.6%；系统总去除率为98.0%。
在总结已有工艺技术基础上，我们依据生态学、环境微生物与环境工程学、肥料学和植物营养学等原理，设计了禽畜粪便生物处理与资源化工程系统（见图4－56），将禽畜粪便视作一种资源，通过生物，尤其是微生物的作用，对禽畜粪便降解、转化，同时加以多级开
图4－56 禽畜粪便生物处理与资源化工程系统图
大量的研究与实践表明，只有把禽畜粪便的综合治理与生态农业建设相结合，最大限度地实现资源化，才有可能使禽畜粪便的污染从根本上得到治理。
8.2.4 废弃物的微生物资源化
8.3 微生物在大气污染控制中的应用
8.3.1 微生物脱臭和对有机废气的处理
随着有机合成工业和石油化学工业的迅速发展，进人大气的有机化合物越来越多，这类物质往往带有恶臭，不仅对感官有刺激作用，而且不少有机化合物具有一定毒性，产生“三致”(致癌、致畸、致突变)效应，从而对人体和环境产生很大的危害。微生物对各类污染物均有较强、较快的适应性，并可将其作为代谢底物降解、转化。同常规的有机废气处理技术相比，生物技术具有效果好、投资及运行费用低、安全性好、无二次污染、易于管理等优点，尤其在处理低浓度(小于3mg／L)、生物降解性好的有机废气时更显其优越性。
8.3.1.1 生物法净化有机废气的原理
有机废气生物净化是利用微生物以废气中的有机组分作为其生命活动的能源或其他养分，经代谢降解，转化为简单的无机物(CO2、水等)及细胞组成物质。与废水生物处理过程的最大区别在于：废气中的有机物质首先要经历由气相转移到液相(或固体表面液膜)中的传质过程，然后在液相(或固体表面生物层)被微生物吸附降解(图6—38)。
图6-38 微生物净化有机废气模式图
由于气液相间有机物浓度梯度、有机物水溶性以及微生物的吸附作用，有机物从废气中转移到液相(或固体表面液膜)中，进而被微生物捕获、吸收。在此条件下，微生物对有机物进行氧化分解和同化合成,产生的代谢产物一部分溶人液相，一部分作为细胞物质或细胞代谢能源，还有一部分(如CO2)则进入到空气中。废气中的有机物通过上述过程不断减少，从而得到净化。
8.3.1.2 有机废气生物处理的工艺研究与应用
根据微生物在有机废气处理过程中存在的形式，可将处理方法分为生物吸收法(悬浮态)和生物过滤法(固着态)两类。生物吸收法(又称生物洗涤法)即微生物；及其营养物配料存在于液体中，气体中的有机物通过与悬浮液接触后转移到液体中而被微生物降解。生物过滤法则是微生物附着生长于固体介质(填料)上，废气通过由介质构成的固定床层(填料层)时被吸附或吸收，最终被微生物降解，较典型的有生物滤池和生物滴滤池两种形式。
(1) 生物吸收法
生物吸收法装置由一个吸收室和一个再生池构成，如图6—39所示。
图6-39 生物吸收法示意图
生物悬浮液(循环液)自吸收室顶部喷淋而下，使废气中的污染物和氧转入液相(水相)，实现质量转移。吸收了废气中组分的生物悬浮液流人再生反应器(活性污泥池)中，通人空气充氧再生。被吸收的有机物通过微生物氧化作用，最终被再生池中活性污泥悬液除去。生物吸收法处理有机废气，其去除效率除了与污泥的MLSS浓度、pH值、溶解氧等因素有关，还与污泥的驯化与否、营养盐的投加量及投加时间有关。福山等在气体净化处理的实验中发现，当活性污泥浓度控制在5000-10000mg／L、气速小于12m／h，装置的负荷及去除率均很理想。日本一铸造厂采用此法处理含胺、酚和乙醛等污染物的气体，设备采用两段洗涤塔，装置运行十多年来一直保持较高的去除率(高于95％)。德国开发的二级洗涤脱臭装置，臭气从下而上经二级洗涤，浓度从2100mg／L降至50mg／L，且运行费用极低。
生物吸收法中气、液两相的接触方法除采用液相喷淋外，还可以采用气相鼓泡。一般地，若气相阻力较大可用喷淋法，反之液相阻力较大则用鼓泡法。鼓泡与污水生物处理技术中的
曝气相似，废气从池底通人，与新鲜的生物悬浮液接触而被吸收。由此，许多文献中将生物吸收法分为洗涤式和曝气式两种。日本某污水处理厂用含有臭气的空气作为曝气空气送人曝气槽，同时进行废水和废气的处理，脱臭效率达99％。
(2) 生物滤池
生物滤池(biofilter)处理有机废气的工艺流程如图6-40所示。
图6-40 生物滤池处理废气工艺流程示意图
具有一定温度的有机废气进入生物滤池，通过约0.5-lm厚的生物活性填料层，有机污染物从气相转移到生物层，进而被氧化分解。生物滤池的填料层是具有吸附性的滤料(如土壤、堆肥、活性炭等)。生物滤池因其较好的通气性和适度的通水和持水性，以及丰富的微生物群落，能有效地去除烷烃类化合物，如丙烷、异丁烷，对酯及乙醇等，生物易降解物质的处理效果更佳。
Jennings及其同事于20世纪70年代初，在Monod方程的基础上提出了生物滤池中单组分、非吸附性、可生化降解的气态有机物去除率的数学模型。随后，Ottengraf等依据吸收操作的传统双膜理论，在Jennings的数学模型基础上进一步提出了目前世界上公认影响较大的生物膜理论(图6—41)。
图6-41 生物膜理论示意图
另外，Hodge等采用堆肥作填料净化处理含乙醇蒸气的废气，当进气负荷(BOD5)不高于 90g／(m·h)、停留时间为30s时，去除率达95％以上。CO2等以珍珠岩为滤料，选用驯化筛选后的真菌降解苯乙烯，气体浓度为800mg／m3、流量为43L时，处理效率达99％，同时测得CO2浓度为18833mg／m。Corsi等在154mm实验装置上，以苯及其同系物(甲苯、乙苯和二甲苯)为净化处理对象，在操作温度20.8℃、空塔气速28-30m／h、停留时间
1.82-1.96min的实验条件下，以堆肥、土壤和木屑为载体进行了实验，比较了被处理气体通过三种填料加营养物质前后的去除效率，结果发现，堆肥对气体中苯系物一直保持较高的去除率(90％-99％)，土壤和木屑在没有加营养物质的情况下去除效果较差，加营养物质后，去除率可达 99％。
(3) 生物滴滤池
生物滴滤池(biotrickilngfilter)处理有机废气的工艺流程如图6-42所示。
图6-42 生物滴滤池处理有机废气系统示意图
生物滴滤池与生物滤池的最大区别是在填料上方喷淋循环液，设备内除传质过程外还存在很强的生物降解作用。与生物滤池相似，生物滴滤池使用的是粗碎石、塑料、陶瓷等一类填料，填料的表面是微生物区系形成的几毫米厚的生物膜，填料比表面积一般为100— 300m2／m3。这一方面为气体通过提供了大量的空间，另一方面，也使气体对填料层造成的压力以及由微生物生长和生物膜疏松引起的空间堵塞的危险性降到了最低限度。与生物滤池相比，生物滴滤池的反应条件(pH、温度)易于控制(通过调节循环液的pH、温度)，而生物滤池的pH控制则主要通过在装填料时投配适当的固体缓冲剂来完成。一旦缓冲剂耗尽，则需更新或再生滤料。温度的调节则需外加强制措施来完成。故在处理卤代烃、含硫、含氮等通
过微生物降解会产生酸性代谢产物及产能较大的污染物时，生物滴滤池比生物滤池更有效。Hartmans、Diks等的实验结果表明，气速为145-156m／h、二氯甲烷浓度为0.7- 1.8g／m3时，二氯甲烷的去除率为80％-95%。另外，生物滴滤池单位体积填料附着的微生物浓度较高，适于处理高浓度有机废气，Tonga等的研究表明，当停留时间为50s、处理效率为90％时，生物滴滤池处理苯乙烯的负荷是生物滤池的2倍，处理苯的负荷是生物滤池的3倍以上。 另外，Pedersen等在直径70mm生物滴滤池中进行了低浓度甲苯废气的净化处理研究，得到甲苯的最大生化去除量为45mg／L。
8.3.1.3 生物法净化有机废气的现状及需解决的问题
近来来，由于各国对有机废气造成的环境污染的关注，对有机废气的处理研究也日趋活跃。生物技术由于具有传统方法不可比拟的优越性和安全性，已成为废气净化研究的前沿热点课题之一。
生物法净化有机废气的研究，国外是从20世纪80年代初逐步展开的，最初应用是在堆肥场和动物脂肪加工场的有机废气脱臭处理方面。废气中所含臭味物质主要有乙醇、丁二酮、丙酮、硫化氢、腐胺、戊二胺、脂肪酸等。国外某些动物脂肪加工厂曾用堆肥作滤料，在滤料厚度为1m、气体在滤层中平均停留时间为17s、过滤负荷为88m。／(m2·h)的情况下，将废气中的有机物浓度由45mg／m3降到3.5 mg／m3，获得了良好的除臭效果。
不同成分和浓摩污染物的生物净化系统不同。生物吸收法适宜于处理净化气量较小、浓度大、易溶且生物代谢速率较低的废气；对于气量大、浓度低的废气可采用生物滤池处理系统；而对于负荷较高以及污染物降解后会生成酸性物质的废气处理则以生物淌滤池为好。在目前的废气生物净化实践中以运行操作简单的生物滤池系统使用得最多，日本、德国、荷兰、美国等国家生物法处理有机废气的设备与装置开发已呈商品化态势并且应用效果良好，对混合有机废气的去除效率一般在95％以上。目前，我国有关这方面的研究及应用还处于起步阶段。
有机废气生物处理是一项新的技术，由于生物反应器涉及到气、液、固相传质及生化降解过程，影响因素多而复杂，有关的理论研究及实际应用还不够深人、广泛，需要进一步探讨和研究。
(1) 反应动力学模式研究
通过反应机理的研究，提出决定反应速度的内在依据，以便有效地控制和调节反应速度，最终提高污染物的净化效率。尽管Ottengraf等提出了较著名的生物膜理论，但该埋沦的提出是建立在以生物滤池为研究基础上的，对生物吸收法和生物滴滤池净化处理有机废气过程机理的描述不适合。在实际研究中发现，许多实验数据不能与上述理沦模型相吻合，一些现象也难以用上述理论作出解释。这主要是由于生物滤池中存在相对较稳定的液膜，而生物吸收法和生物滴滤池中由于循环液的流动性，无法产生类似的稳定液膜。
(2) 填料特性研究
对于生物滤池和生物滴滤池来说，深入研究填料的一些特性是非常必要的。填料的比表面积、孔隙率与单位体积填充量不仅与生物量有关，还直接影响着整个填无床的压降及填充床是否易堵塞等。更重要的——点是，气态污染物降解要经历一个气相到液—固相传质过程，污染物在两相中的分配系数是整个装置可行性的一个决定因素。有资料表明，填料对分配系数有较大的影响，Hodge、Liu等用生物滤池处理乙醇蒸气寸发现，颗粒活性炭作填料
8.3.2 微生物脱臭
臭气是一类挥发性的气体,其分子在空气中扩散,被吸入人体的嗅觉器官,引起不愉快的气味.恶臭是一种感觉,较难以定量,且因人和环境而变.随着经济的发展和人民生活水平的提高,人们对工作和生活环境的要求也逐步提高,恶臭作为环境公害之一已越来越受到关注.如公厕、粪便转运站、污水处理厂、污水提升泵站等会排出一定量的恶臭气体影响到其周围的环境，造成纠纷和使恶臭源周围土地使用价值下降。所以，恶臭源的控制已成为目前亟待解决的环境问题之一。
8.3.2.1 恶臭物质的种类、性质
恶臭物质的种类很多，国外对130多种物质筛选分组为8类，但通常大致分为三类：含硫的化合物（硫化氢、甲硫醇、甲基硫醚等），含氮化合物（氨、三甲胺），碳、氢或碳、氢、氧组成的化合物（低级醇、醛、脂肪酸等）。目前常提的8大恶臭物质是：H2S、NH3、(CH3)3N、CH3SH、CH3SCH3(DMS)、CH3SSCH3(DMDS)、乙醛、苯乙烯。
与生活污水等有关的几种主要恶臭成分如表4－25所示。
氨（NH3）：无色气体，有强烈的刺激气味。氨的嗅觉阈值是0.037ppm,密度0.7710。比重0.5971(空气=1.00)，易被液化成无色的液体。在常温下加压即可使其液化。沸点－33.5℃。也易被固化成雪状的固体。熔点－77.7℃。溶于水、乙醇和乙醚。
硫化氢（H2S）：无色气体，有恶臭和毒性。硫化氢的嗅觉阈值是0.0005ppm，具有臭鸡蛋气味。密度1.539。比重1.1906。熔点－82.9℃，沸点－61.8℃。
三甲胺[(CH3)3N]：无色气体，有氨和鱼腥的气味。三甲胺的嗅觉阈值是0.0001ppm。比重0.6709(0/4℃)。熔点－117℃，沸点3.2-3.8℃。易溶于水，溶于乙醇，易燃烧。
甲硫醇（CH3SH）：有特殊臭味的气体。甲硫醇的嗅觉阈值是0.0001ppm，比重0.8599(25/4℃)。熔点-123℃，沸点5.96℃。
甲硫醚[(CH3)2S]：又称二甲硫醚或二甲基硫，存在于石油中。无色易燃液体，有不愉快的气味。甲硫醚的嗅觉阈值是0.0001ppm，比重0.8458(20/4℃)，熔点-83℃，沸点37.5℃。不溶于水，溶于乙醇和乙醚。
8.3.1.2 恶臭物质对人体的影响
恶臭气体浓度对人体的影响大小可分为四等：
⑴不产生直接或间接的影响；
⑵恶臭气体的浓度如已对植物产生危害，则将影响人的眼睛，使其视力下降；
⑶对人的中枢神经产生障碍和病变，并引起慢性病及缩短生命；
⑷引发急性病，并有可能引起死亡。
恶臭气体污染对人体的影响一般仅停留在1、2等的水平浓度上。当然，如果发生大规模恶臭污染事件，会使恶臭气体污染的浓度达到3，4等的水平上。
恶臭污染影响一般有两个方面：
⑴使人感到不快、恶心、头疼、食欲不振、营养不良，喝水减少、妨碍睡眠、嗅觉失调、情绪不振，爱发脾气以及诱发哮喘。
⑵社会经济受到损害，如由于恶臭污染使工作人员工作效率降低，受到恶臭污染的地区
《环境微生物学》第8章
经济建设，商业销售额，旅游事业将受到影响，从而使经济效益受到影响。
处理恶臭气体采用的方法有三种类型：物理法、化学法和生物法，物化法目前使用得较多，但所用的设备繁多且工艺复杂，二次污染后再生和后处理过程复杂，能耗大。生物脱臭法是五十年代后期才发展起来的处理臭气的新方法，其处理效率高，无二次污染，所需的设备简单，易操作，费用低廉，管理维护方便，现已成为许多国家环境工程研究的热点，是恶臭治理的一个重要发展方向。 最早的利用微生物处理恶臭的报道见1957年的美国专利，进入七十年代，各国开始在这一领域开展广泛的研究，其中日本、德国取得的成就最为显著，其研究的主要内容包括：脱臭的原理和方法；脱臭装置及操作工艺条件；能降解臭气的微生物种群和其在填料表面形成生物膜的条件；微生物降解动力学以及生物吸收剂的成分等。八十年代以来，已有各类微生物除臭的装置和设备开始运用于冶金、石油、化工、畜牧业、污水处理厂等实际中，并取得明显的效果；我国的微生物除臭研究工作起步较晚，到八十年代末、九十年代初才开始有这方面的实验室研究，目前已有生物法处理恶臭气的研究报道。本节将简要介绍微生物处理臭气的原理、方法和近年来国内外研究与应用的现状及进展。
8.3.2.3 微生物处理臭气的原理
自然界中存在着分解恶臭或经诱导能产生分解酶的微生物，微生物脱臭是由以下三个阶段构成：
第一阶段：臭气同水接触并溶解到水中，此过程遵循亨利法则。
第二阶段：水溶液中的恶臭成分被微生物吸附、吸收，恶臭成分从水中转移至微生物体内。
第三阶段：进入微生物细胞的恶臭成分作为营养物质为微生物所分解、利用，从而使污染物得以去除。不含氮的物质被分解成CO2 和H2O，含硫的恶臭成分可被氧化分解成S、
－－＋－－SO32、SO42；含氮的恶臭成分则被氧化分解成NH4、NO2、NO3。恶臭物质的氧化需各种微生物参与，同一恶臭物质不同的氧化阶段需不同的微生物，如含氮物质的氧化。当恶臭气体为H2S时，专性的自养型硫氧化菌会在一定条件下将H2S氧化成硫酸根；当恶臭气体为有机硫如甲硫醇时，则首先需要异养型微生物将有机硫转化成H2S，然后H2S再由自养型微生物氧化成硫酸根。
－H2S＋O2＋自养硫化细菌＋CO2→合成细胞物质＋SO42＋H2O
－CH3SH→CH4＋H2S→CO2＋H20＋SO42
当恶臭气体为氨时，氨先溶于水，然后，在有氧条件下，经亚硝酸细菌和硝酸细菌的硝化作用转化为硝酸，在兼性厌氧的条件下，硝酸盐还原细菌将硝酸盐还原为氮气。
硝化
NH3＋O2→HNO2＋H20
HNO2＋O2→HNO3＋H20
反硝化
HNO3→HNO2→HNO→N2 O→N2
影响生物脱臭效率的因素主要为恶臭气体的组成、各组分的浓度、恶臭气体在生物滤池内的停留时间、营养循环水的流量、PH值、填料种类、温度、湿度等。
8.3.2.4 微生物除臭的方法
根据微生物在除臭作用中的存在形式可将处理方法分为生物过滤法(固着态)，生物吸收法(悬浮态)以及其他方法等，以下分别说明。
(1) 生物过滤法
生物过滤法是通过附着在固体过滤材料表面的微生物的降解来实现的。可分为土壤法、填充塔法以及堆肥发酵法三种：
1) 土壤生物处理法
是将恶臭气体送入土壤中，使其在通过土壤层时恶臭成分为土壤颗粒吸附，通过土壤微生物吸收、降解以达到脱臭处理的目的。它对低浓度的工业废气来说是一种简单、稳定、经济的处理方法。
《环境微生物学》第
8章
土壤中存在的土壤胶粒和种类繁多的细菌、放线菌、霉菌、原生动物、藻类等微生物是土壤降解的原动力。土壤的种类以腐植土为好，其它土质需进行改良，有效厚度不应小于50cm；土壤的水分一般在40%～70%，过多会增加土壤的通气阻力，过少会降低处理效果；臭气通过土壤的速度以2～17mm/s为宜。
土壤过滤装置通常采用床形过滤器，气体由风机(风量0.1～1m3/m2.min)送入。先通过扩散层使气体分布均匀，扩散层下部一般由粗、细石子组成，上部由黄沙等组成，气体由扩散层进入土壤层，见图4－58。据报道土壤中加入某种改善剂如少量鸡粪和珍珠岩后，可提高对恶臭气体甲基硫醇、二甲基硫、二甲基二硫的去除效率。
图4－58 土壤法脱臭装置
土壤微生物降解速度与有机物浓度成正比，但超过一定浓度范围后降解速率与浓度无关；环境因子，温度、水分、pH值应控制适当，不应过高或过低，一般温度为5～30℃、pH值为7～8，土壤处理系统使用一年会发生酸化，应及时加入石灰调整pH值。
土壤脱臭法对粪便处理厂、畜牧厂、污水处理厂的臭气去除在日本已有成功的应用，八十年代初德国在畜产业用泥炭代替土壤处理臭气，泥炭的通气性能良好，更适于微生物生长，除臭效果比用土壤好。
2) 填充塔生物处理法
该方法是依靠生长在惰性载体上的微生物来处理恶臭成分的系统,由于有载体的存在，微生物的生物量增大，且气液接触效率高，可以达到高效去除的目的。装置如图4－59。
图4－59 填充塔式生物脱臭装置
根据载体性质的不同而分为生物滤池（载体为有机物如泥煤、混合肥），生物滴滤池（载体为无机陶瓷、塑料等）。资料表明，利用生物滤池处理芳香族化合物如苯乙烯、甲苯、脂肪族化合物如丙烷、异丁烷及更易降解的化合物苯酚、乙醇时，效果非常显著。生物滴滤池与生物滤池相似，但所装填料为传统的洗涤填料而不是泥煤,并且有循环水装置，运行前期只有循环水中有微生物，但运转后不久填料上就可附着生物膜。
日本学者采用不同的载体，如APC微粒，炭素纤维，海绵填充剂等进行脱臭研究，效果都较满意。表4－26是横滨市下水道局采用填充塔方式脱臭的处理结果：(恶臭气体为污泥浓缩工程排气；填充体积29m3(长2.7cm宽2.7cm高2cm，双塔并列）；填充物为多孔陶
3瓷（大小2cm）；处理气量130m/min；温度8月按30℃算，2月15℃。
填料的填充高度对去除率有影响，日本桶谷 智等采用陶粒填充的生物脱臭塔去除硫化氢，其去除效果随填充高度的增加而提高（见图4－60)，在进气浓度为28ppm时，填充高度为2.5m即可将硫化氢全部去除；入口气体浓度、气体流量和液体喷淋量等对去除率也有影响，孙佩石等率先在我国开展了微生物去除有机废气的试验研究，其对甲苯的试验表明：在实验浓度范围内，随入口气体浓度或气体流量的增加，去除率也随之呈线性增加，但随喷淋量的增加，甲苯的生化去除率呈线性降低。
0 H2S出气浓度ppm 10 20 30 1 2 3
填充高度 m
图4－60 填料的填充高度对去除率的影响
3) 堆肥发酵脱臭法
该法的原料以污泥、城市垃圾和禽畜粪便为主要成分，经好氧发酵，热处理而成。一般有两种类型：一种是把堆肥覆盖在臭气发生源或出口处，自然生化脱臭；另一种是臭气发生源较多时，集中送到脱臭装置中脱臭，其装置同土壤法类似。
堆肥中的微生物量比土壤中好氧细菌的繁殖密度高，因而整个处理设备紧凑，脱臭效率高。堆肥在使用一年后也会发生酸化，应及时调整pH值；同时要定期补充微生物生长所需的碳素养料，一般两年补给一次。
(2) 生物吸收法
生物吸收法（也可称为生物洗涤法）多采用活性污泥的方法，先将恶臭成分转移到水中，然后再进行受污染水的微生物处理，有两种形式：曝气式和洗涤式。
曝气式与污水处理厂的生物曝气类似，只是用臭气代替空气注入活性污泥中，所用设备通常是曝气罐，风量为0.1～1mm/s。该方法适用各种不同的恶臭气体，效果较好，其去除效率与污泥的浓度、pH、DO、曝气强度有关，试验证明，连续向曝气池通入臭气，大约三天，活性污泥可被驯化。一般活性污泥浓度控制在5000～10000mg/l为宜，臭气的送入速度以20m3/m3.h以下为好；营养盐的投加也很重要。
洗涤式脱臭装置以塔式为多，活性污泥是从洗涤塔上向下喷淋，与下部向上的恶臭气体逆向接触，恶臭物质被活性污泥吸收分解。该法由于脱臭效率高，装置设备占地面积小而深受用户的欢迎。图4－61是德国开发的二级洗涤脱臭装置，臭气从下而上经两级洗涤，不仅
处理效果好(臭气浓度可从2100ppm降低到50ppm)，而且系统耐冲击负荷。（磷酸盐为活性污泥补充营养用）
图4－61 洗涤式生物脱臭装置
(3) 其它脱臭法
为防止家禽和畜牧场粪便的恶臭发生，可通过抑制有机物厌氧发酵，引入好氧微生物好氧分解恶臭物质以达到除臭的目的。如胡尚勤利用酵母和霉菌作成微生物菌剂，在温度25℃，与牛粪混合通气培养三天，可除去粪便中85～99%的臭味。为牛奶场消除污染找到了一条可行的方法。
8.3.2.5 脱臭的微生物菌群和微生物除臭剂的开发
高效脱臭微生物菌种源均来自污水处理厂（站）活性污泥或土壤中，菌株多是经驯化而筛选得到的复合菌群(从前面的原理介绍可知，多种微生物的共同作用有利于恶臭物质充分氧化分解)。根据微生物脱臭原理而开发的微生物除臭剂是将筛选到的高效脱臭微生物固定在载体上，制成一定的剂型，恶臭气体通过时便达到除臭的效果，微生物除臭剂价格低廉，装置简单，操作方便，在除臭剂市场上很具潜力。
(1) 高效微生物菌群
1) 脱硫菌群
采用城市污水厂活性污泥接种的生物滤池经低浓度的H2S气体通气驯化，可以培养出脱H2S效果良好的脱硫菌群。用以陶粒为填料的滴洒生物滤池脱H2S，脱硫容量大，负荷可达5.4gH2S/m3·d填料。在低浓度与低负荷时，系统能将H2S全部去除。
从金矿酸性矿水中分离得到氧化亚铁硫杆菌（Thiobacillus ferrooxidans) P3-20菌株，以软性纤维和玻璃钢蜂窝作为载体，制成生物膜反应器；用培养得到的细菌9K氧化液，采用穿流栅孔板塔为气体吸收塔，对石油催化干气和沼气进行脱硫，H2S的去除率分别为71.45%和46.91%。
日本研究者从活性污泥中分离出分解甲基硫醚的氧化硫细菌Thiobacillus thioparus TK-m，测定这种菌对甲基硫醚的分解是以2.9g-硫/g菌体·d的高速度进行。把这种菌吸附在泡沫塑料上，采用填充塔方式的脱臭装置，在空塔线速度为0.1m/s时,其对硫化氢、对甲基硫醇、甲基硫醚有很好的去除效果。
2) 降解甲苯气菌群
从焦化厂废水污泥中筛选得到降解甲苯的杆菌：假单胞菌属(Pseudomonas.sp.)中的细菌，每升体积的生物膜填料对甲苯的生化去除量最大可达104.64mg/l，同时该菌群对低浓度苯、二甲苯均有生化降解作用。
3) 脱氨微生物菌群
以活性污泥驯化培养，采用固定化技术获得海藻酸钙包埋固定化生物颗粒，这些具生物活性的颗粒在固定床反应器中处理含氨臭气，去除率在92%以上，氨去除率和硝化速率远高于土壤及生物膜脱臭法。
日本福冈县农业综合试验场畜牧研究所利用在除臭土壤、发酵鸡粪、活性污泥中培养出的微生物固定在脱臭装置上制成微生物过滤器，使得鸡舍排除的恶臭气只需在其中停留3.5秒，便可使氨稳定减少到15ppm的低浓度。微生物的种类中细菌和丝状菌占一大半。
(2) 微生物除臭剂
大野胜史利用从土壤中分离到的对油脂废水有较强分解能力的枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis,该菌对油脂臭味有较好的抑制效果，现已制成除臭剂产品。
栗田工业与东京工业大学开发用泥炭做载体的亚硝化单胞菌属等微生物除臭剂，将此除臭剂填充于反应槽中，可去除H2S和NH3等恶臭成分，如处理低浓度臭气，可长时间保持无臭状态，与以往的药液、活性炭法相比较，具投资省，维护管理费低的特点。
日本微生物技术研究所研究人员将污水厂活性污泥在30～40度下干燥后粉碎，制成除臭剂，填充进15cm直径，60cm高的柱管中，当含硫化氢、硫醇的恶臭气以5 cm/s的速度通过时，去除率可达90～99.9%。
从上面的介绍可以看出：微生物脱臭法的历史虽不长，部分工作还停留在实验室阶段，但由于其具有传统方法所不可比拟的优越性，其发展潜力和应用前景是相当广阔的。实际上，目前在日、德、英、美、荷等发达国家生物脱臭的设备与装置开发已呈商品化态势，并且应用效果良好，我国的微生物脱臭研究虽刚刚起步，但起点较高，某些研究已接近国外的同类水平，相信随研究的深入，微生物脱臭技术会同其它方法一样得到广泛的推广应用。
8.3.3 二氧化碳的微生物固定
大气“温室效应”是全球环境问题中最重要、最亟待解决的问题之一。其中CO2是对“温室效应”影响最大的气体，占总效应的49％。另外，CO2又是地球上最丰富的碳资源，它与工业的发展密切相关，而且还关系到能源政策问题。近年来，能源紧张，资源短缺，公害严重，世界各国都在探索解决上述问题的途径，因此，CO2的固定在环境、能源方面具有极其重要的意义。
目前CO2的固定方法主要有物理法、化学法和生物法，而大多数物理和化学方法最终必须依赖生物法来固定CO2。固定CO2的生物主要是植物和自养微生物，而人们的目光一般都集中在植物上。但地球上存在各种各样的环境，尤其在植物不能生长的特殊环境中，自养微生物固定CO2的优势便显现出来。因此从整个生物圈的物质、能量流来看，CO2的微生物固定是一支不能忽视的力量。本文就固定CO2的微生物种类、固定机理、基因工程研究及其应用方面进行简要介绍。
8.3.3.1 固定CO2的微生物
固定CO2的微生物一般有两类：光能自养型微生物和化能自养型微生物。前者主要包括藻类和光合细菌，它们都含有叶绿素，以光为能源、CO2为碳源合成菌体物质或代谢产物；后者以CO2为碳源，能源主要有H2、H2S、S2O2-3、NH+4、NO2、Fe2+等。固定CO2的微生物种类如表6-16所示。
由于微藻(包括蓝细菌)和氢细菌具有生长速度快、适应性强等特点，故对它们固定CO2的研究及开发较为广泛、深入。
培养微藻不仅可获得藻菌体，同时还可产生氢气和许多附加值很高的胞外产物，是蛋白质、精细化工和医药开发的重要资源。国内外现已大规模生产的微藻主要有：小球藻(CMorella)、螺旋藻(Spirulina)、栅列藻(Scenedesmus)和盐藻(Dunaliella)等。另外，还有许多微藻(主要是蓝藻和绿藻)的遗传育种和培养技术正在积极的研究开发中，如聚球藻(Synechococcus)、紫球藻(Porphyridium)、褐指藻(Phaeodoctyium)、四片藻(丁etraselmis)、鱼腥澡(Anabaene)、衣藻(Chlamydomonas)、念珠藻(Nostoc)等。
氢氧化细菌是生长速度最快的自养菌，作为化能自养菌固定CO2的代表，已引起人们的高度重视。目前已发现的氢氧化细菌有18个属，近40个种，如表6-17所示。
其中，两株氢细菌，海洋氢弧菌(Hydrogenovibriomarinus)和氢嗜热假单胞菌(Pseud— omoTlashydrogenovora)在最适温度下(37℃和52℃)，其最大比生长速率分别为0.67h-1和 0.73h-1。Igarashi和Nishibara等筛选的噬氢假单胞菌(Pseudomonas hydrogenovora)和海洋氢弧菌(Hydrogenovibriomarinus)在固定CO2的同时还可分别积累大量的胞外多糖和胞内糖原型多糖。另外，还可利用真养产碱菌(Alcaligeneseutrophus ATCCl7697T)固定CO2生产聚-3-羟基丁酸酯(PHB)。
总之，随着新型固定CO2的微生物不断被发现以及现代微生物育种技术的应用，将不断地选育出高效固定CO2的新菌种，在固定CO2的同时，实现vCO2的资源化。
8.3.3.2 微生物固定CO2的生化机制
CO2固定的途径始于对绿色植物的光合作用固定CO2的研究。1954年，卡尔文等人提出了CO2固定的途径——卡尔文循环(Calvin cycle)。后来发现这个循环在许多自养微生物中均存在。但近年来的研究表明，自养微生物固定CO2的生化机制除了卡尔文循环外，还有其他的一些途径。现已比较清楚的微生物固定CO2的生化途径主要有以下几种：
(1) 卡尔文循环
卡尔文循环一般可分为三部分：① CO2的固定；②固定的CO2的还原；③CO2受体的再生。其中由CO2受体5-磷酸核酮糖到3-磷酸甘油酸是CO2的固定反应；由3-磷酸甘油醛到 5-磷酸核酮糖是CO2受体的再生反应，这两步反应是卡尔文循环所特有的。一般光合细菌和蓝细菌都是以卡尔文循环固定CO2。另外，在嗜热假单胞菌、氧化硫杆菌、排硫杆菌、氧化亚铁硫杆菌、脱氮硫杆菌等化能自养菌中均发现了卡尔文循环的两个关键酶，即1，5-二磷酸核酮糖羟化酶和5-磷酸核酮糖激酶。整个卡尔文循环过程如图6-43所示。
Ru-p2:1，5-二磷酸核酮糖； GAP；3-磷酸甘油醛； PGA：3-磷酸甘油酸； DAP：磷酸二羟丙酮； F-P2:1，6-二磷酸果糖; F-6-P：磷酸果糖； E-4-P：4-磷酸赤藓糖； Xu-5-P：5-磷酸木酮糖， Ri-5-P:5-磷酸核糖； Ru-5-P：5-磷酸核酮糖
图6-43 卡尔文循环过程
(2) 还原三羧酸循环
从图6-44(a)可以看到，这个循环旋转一次，便有4分子CO2被固定。现已发现嗜热氢细菌(Hydrogen6bacter thermophilus)、绿色硫磺细菌(Chlorobiu limicola)、嗜硫化硫酸绿硫菌(Chlorobim thiosul tophilum)等都是以还原三羧酸循环固定CO2。
(3) 乙酰辅酶A途径
以乙酰辅酶A途径固定CO2的过程如图6-44(b)所示。
甲烷菌、厌氧乙酸菌等厌氧细菌一般以乙酰辅酶A途径固定CO2。
(4) 甘氨酸途径
厌氧乙酸菌从CO2合成乙酸的生化机制一般有两种，除上述的乙酰辅酶A途径外，还有图6-45所示的甘氨酸途径。
总之，微生物固定CO2的机理很复杂，不仅仅是上述四种。据报道，从一些极端微生物中，如高温光合细菌Choroflexus和高温嗜酸菌Acidianus发现了固定CO2的有机酸途径。
8.3.3.3 微生物固定CO2的应用
CO2是有机质及化石燃料燃烧的产物，它一方面是造成温室效应的废物，另一方面又是巨大的可再生资源。据统计，全世界仅化石燃料一项就产生CO2 57亿t／a。因此CO2的资源化研究已引起人们极大的关注。其中，自养微生物在固定CO2的同时，可以将其转化为菌体细胞以及许多代谢产物，如有机酸、多糖、甲烷、维生素、氨基酸等等。
(1) 单细胞蛋白(SCP)
利用二氧化碳生产单细胞蛋白较有潜力的微生物主要是菌体生长速度快的微型藻类及氢氧化细菌，如真养产碱菌(Alcaligens eutrophus)以CO2、O2、H2、NH4+广等为底物合成的菌体，其蛋白含量可高达74.29％-78.7％；嗜热氢细菌(P.hydrogenthermophila)的蛋白含量为75％，而且这些氢细菌的氨基酸组成优于大豆，接近动物性蛋白，具有良好的可消化性。
Yaguchi等人分离的可在50—60℃下能够快速生长的高温蓝藻(Synechococcus sp.)倍增时间仅为3h,蛋白含量60%以上。另外在日本已经产业化生产螺旋藻(Spirulina),小球藻等微藻。由于藻体含有丰富的蛋白质、脂肪酸、维生素、生理活性物质等而作为健康食品及医药制品远销海内外。
(2) 乙酸
现已发现利用CO2和H2合成乙酸的微生物有18种，醋杆菌属(Acetocterium)5种，鼠孢菌后(Sporomusa)5种，梭菌届(Ciostridium)4种，还有4种尚未鉴定。其中产酸能力最强的是醋杆菌(AcetobacterimBR-446)，在35℃、厌氧、气相CO2与H2的体积为1：2的条件下摇瓶培养BR-446，其最大乙酸浓度可达51g／L。利用中空纤维膜反应器和海藻酸钙包埋法培养BR-446，其乙酸生产速率和乙酸浓度分别为71和4.0g／(L.d)，2.9和4.0g／L。
(3) 生物降解塑料——聚3-羟基丁酸酯(PHB)
利用真养产碱杆菌(Alcaligenes eutrophus ATCCl7697)，以CO2为碳源，在限氧条件下闭路循环发酵系统中培养至60h，其菌体浓度高于60g／L，PHB达36g／L。当采用两级培养法时(先异养生长，然后在自养条件下积累PHB)，PBH的生产速率可达0.56—0.91g／(L·h)，PHB浓度达15.23-23.9g／L。
(4) 多糖(polysaccharide)
革兰氏阴性细菌(Pseudomonashydrogenovora)在限氮条件下培养至静止期(30℃、 76h)，可分泌大量的胞外多糖(12g／L)，其单糖组成为半乳糖、葡萄糖、甘露糖和鼠李糖。从海水中分离出的海洋氢弧菌(Hydrogenovibrio marinus MH—110)，在限氧条件下培养53h，胞内糖原型多糖含量达0.28g/g干细胞。
(5) 可再生宫能源——藻类产烃
藻体中储藏着巨大的潜能，有“储能库”之称。其中有望成为工业藻种的有葡萄藻 (Bothyococcusbraunii)、小球藻(ChloreUa)和盐藻(Dunalienasalina)三种。许多研究者发现，提高CO2的浓度可以促进藻类产烃，如用透明玻璃管培养葡萄藻并通以含1%CO2的空气，在对数期产烃量占细胞干重的16％-44%，最大产烃率为0.234g／(d·g生物量)，而在 12h：12h光暗比室外培养盐藻，产烃率可达0.35g／(L·d)。
(6) 甲烷
从目前分离到的甲烷细菌的生理学可以看出，绝大多数甲烷菌都可以利用CO2和H2形成甲烷，而且个别嗜热菌产甲烷活性很高，如在中空纤维生物反应器中利用嗜热自养甲烷杆菌(Methanobacillus thermoauttrophicum)转化CO2和H2，该反应器可保持菌体高浓度及长时间产甲烷活性，甲烷及菌体产率分别为33.1L／(L反应器·d)和1.75g细胞／(L反应器·d)，转化率90％。在搅拌式反应器中利用詹氏甲烷球菌(Methancoccus／annaschii)，80℃连续转化H2和CO2(4：1)，菌体和甲烷的最大比生产速率分别达到0.56h-1和0.32mol／ (g·h)。 能够固定转化CO2的微生物种类繁多，固定机理也比较复杂，但有望实现工业规模的目前主要是微藻和氢氧化细菌。前者存在的最大难点是如何提高密度，促进微藻生长和代谢；后者则是如何开发经济且无副产(或少副产)CO2的氢源。今后微生物固定CO2的研究方向主要是：
(1)利用基因工程技术构建高效固定CO的菌株；
(2)开发具有高光密度的光生物反应器；
(3)高效且经济的制氢技术；
(4)进一步深入研究不同种类微生物固定CO2的机理，为CO2固定反应的调控提供理论依据等。
CO2是不活泼分子，化学性质稳定。开发高效固定CO2的微生物(生物催化剂)，则可以实现在温和条件下转化CO2为有机碳，而且微生物在固定CO2的同时，还可获得许多附加
估很高的产品，因此温室气体CO2的微生物固定在环境、资源、能源等方面将发挥极其重要的作用。