实验室的水气治理，属于"入门门槛不高、真做对却不容易"的领域。设备与工艺的名字，网上都查得到；可真正决定一套系统能不能长期稳定运行的，往往是那些写在标准里、却没写进说明书的细节——比如 pH 中和为什么会反复"震荡"，一级水和三级水到底差在哪，芬顿氧化为什么会留下铁泥，酸性废气和碱性废气又为什么不能共用一根管道，灭活又为什么必须发生在排放之前。
我们把散落在各页的技术细节整理成这部「技术笔记」，按主题分章：基础原理打底，纯水、废水、废气、灭活四章按工艺展开，通用技术收拢材料、仪表、控制与泵阀等共用知识，工艺之外的热力学、传热学、流体力学与材料学等工科基础另收在「扩展知识」备查。每个知识点只讲一个问题，并把三件事讲清楚：现象是什么、工作原理是什么、标准依据在哪，其中「工作原理」部分配有公式与推导，便于对照计算。文末另附「标准速查」与「在线课件」——前者可查常用排放标准与水质规格，后者是四大系统的完整资料，可在线翻阅。
后面各章里的每一次判断，最后都会落到几件事上：指标怎么读、pH 为什么难控、溶解氧与氧化还原电位意味着什么、传质传热如何决定反应快慢。这一章把这些通用概念先讲透，其余各章不再重复。
水质指标是水处理的"体检单"，它把一池水污染到什么程度、能不能用生物法处理、要处理到什么标准，翻译成可以测量、可以比较、能写进标准的数字。看一份水质报告，先把指标分成三类：综合指标（COD、BOD、TOC、SS、TS）、具体指标（氨氮、总氮、总磷、重金属、pH）与感官和微生物指标（色度、浊度、大肠菌群）。
| 指标 | 含义 | 单位 | 表征什么 |
|---|---|---|---|
| COD | 化学需氧量，强氧化剂氧化水中有机物所消耗的氧量 | mg/L | 有机物总量，含难降解部分 |
| BOD | 生化需氧量，好氧微生物分解有机物所消耗的氧量 | mg/L | 可生物降解的有机物 |
| BOD₅ | 20 ℃ 培养 5 天测得的 BOD | mg/L | 可生化性的常用判据 |
| SS | 悬浮固体，能被滤膜截留的固体 | mg/L | 悬浮物 |
| TS | 总固体，等于悬浮固体与溶解固体之和 | mg/L | 固体总量 |
| pH | 氢离子活度的负对数 | — | 酸碱度 |
| 氨氮 | 以游离氨与铵离子形式存在的氮 | mg/L | 耗氧性氮污染 |
| 总氮 TN | 有机氮、氨氮、亚硝氮与硝氮之和 | mg/L | 氮的总量 |
| 总磷 TP | 有机磷与无机磷之和 | mg/L | 富营养化风险 |
两个最容易混淆的指标是 COD 与 BOD。它们都在量"有机物"，但量的口径不同：
工程上常用 BOD₅/COD 的比值判断废水适合什么工艺：比值高说明可生化性好，优先考虑生物法；比值低说明必须上化学氧化或吸附等物化手段。实验室废水的这个比值往往很低，这正是它难处理的根源。
COD 的经典测定是重铬酸钾回流法：在强酸和催化剂条件下，重铬酸钾把有机物氧化，剩余的氧化剂用硫酸亚铁铵反滴定，由消耗量换算成"折合耗氧量"。系数 8 来自氧的当量（1/2 O = 8），这是把"消耗多少氧化剂"折算成"相当于消耗多少氧"的关键。
BOD 则直接用微生物的耗氧量表示。培养前后各测一次溶解氧，扣掉接种稀释水自身的耗氧，再按水样所占比例还原，即为 BOD₅。
可生化性由两者的比值给出经验判据：
pH 是氢离子活度的负对数，每下降 1 个单位，氢离子浓度就增加十倍。这个"对数"关系意味着：在接近中性时，只要多滴一点酸或碱，pH 就会跳一大截——这就是中和控制难做的根本原因。
弱酸弱碱溶液还自带缓冲效应：体系中同时存在共轭酸碱对时，外加少量酸或碱会被"吸收"掉，pH 变化很小。缓冲能力在中和滴定曲线上的表现，就是等当点附近曲线最陡、缓冲最弱的区间。
实验室废水常同时含多种酸碱与盐类，其中碳酸盐、磷酸盐、氨等都会形成缓冲，使 pH 值在不同批次间"跑"得没有规律。这解释了为什么简单的"到点加药"控制会反复震荡，必须用阶梯调节一类的算法来对付滞后与过冲。
pH 的定义与一元弱酸的解离平衡给出缓冲体系的定量关系。由亨德森—哈塞尔巴赫方程可知，缓冲液的 pH 由 pKa 与共轭酸碱浓度比共同决定。
缓冲容量 β 定义为使 1 L 溶液 pH 改变一个单位所需加入的强碱量，它在 pKa 处达到最大。
中和调节的投加量本质上就是在解滴定方程：给定进水酸度或碱度，算出把 pH 推到目标区间所需的加药当量。控制难，难在反应与测量都有滞后，而等当点附近增益极高，任何过量都会被放大成过冲。
生物处理的第一件事，是给微生物一个合适的环境。而决定环境性质的，是水中溶有多少氧，以及整体的氧化还原状态。工程上常用溶解氧（DO，单位 mg/L）划分三个区间：
| 环境 | 溶解氧 | 电子受体 | 主要作用 |
|---|---|---|---|
| 厌氧 | < 0.2 mg/L | 无氧、无硝态氮 | 释磷、厌氧消化 |
| 缺氧 | 0.2–0.5 mg/L | 硝态氮 | 反硝化脱氮 |
| 好氧 | > 2.0 mg/L | 溶解氧 | 硝化、去除有机物 |
但溶解氧只能反映"有没有氧"，反映不了"氧化能力有多强"。后者由氧化还原电位（ORP，单位 mV）来描述——它同时把氧气、硝态氮、硫化物、铁锰等多种氧化还原电对的状态综合成一个电势值。
相比溶解氧探头，ORP 探头更耐污、响应更稳，因此常被用来做脱氮除磷的联动控制：以 ORP 跌破某阈值作为"缺氧段结束"的信号，比单看溶解氧更可靠。
ORP 的本质是电对的电极电势，由 Nernst 方程决定：电势随氧化态与还原态活度之比的对数而变化，25 ℃ 时可化为只含常数 0.0592 的简化式。
对氧电对，把溶解氧分压与 pH 代入，就能看出 ORP 与溶解氧、pH 三者的定量联系：氧分压越高、pH 越低，ORP 越高。
很多处理单元——曝气、吹脱、吸收、脱气膜、蒸发——本质上都是"把一种物质从一相加到另一相"。决定它们效率的不是反应本身，而是传质：物质从气相到液相（或相反）到底有多快。
描述气液传质的经典模型是双膜理论：假设气液界面两侧各有一层静止的薄膜，物质必须靠分子扩散穿过这两层膜。传质阻力由气膜和液膜共同构成，哪一侧阻力大，总速率就由哪一侧主导——这就是"气膜控制"与"液膜控制"的来源。
反应速率随温度上升而加快，但这个规律不是无限的：温度太高会让酶变性、让气体溶解度下降、让副反应增多。因此生物处理和脱气工艺都要守住各自的温度窗口，而不是简单地"越热越好"。
双膜理论把总传质阻力拆成气膜与液膜两项串联，总传质系数由分传质系数按阻力相加得到。吸收塔的高度由传质单元数与传质单元高度相乘决定。
气体溶解度由亨利定律给出，这正是"加压有利于吸收、升温不利于吸收"的量化依据。
温度对化学反应速率的影响由阿伦尼乌斯方程描述，每升高 10 ℃，速率大致提高 2~3 倍（温度系数 Q₁₀）。这条规律是高温灭活、芬顿氧化等工艺温度选择的底层依据。
把上面四课里的定量关系画成图：指标与粒径的分界、中和滴定的突跃、溶解氧分区与氧化还原电位、双膜传质、亨利定律与阿伦尼乌斯方程。
混凝脱稳与 Zeta 电位
混凝脱稳通常设在废水预处理或深度处理前段，任务是把难以沉降的细小胶体与悬浮物变成可分离的大絮体。原水进入混合池投加混凝剂（如聚合氯化铝等无机高分子）后，用快速搅拌在数秒至一分钟内完成分散与吸附；脱稳的胶粒随即在絮凝池慢速搅拌下相互碰撞、逐渐长大为肉眼可见的絮体，再经沉淀或气浮分离。胶粒长期悬浮的根本原因是表面带同号电荷、相互静电排斥，并在颗粒周围形成双电层：紧贴表面的反离子被牢固吸附构成吸附层，其外为松散的扩散层，吸附层与扩散层之间的分界即滑动面，滑动面处相对溶液本体的电位就是 Zeta 电位。降低颗粒间排斥势垒、把 Zeta 电位拉向零点，正是脱稳的核心。
工程要点有三：先用烧杯试验确定混凝剂种类、投加量与最佳 pH，再放大到现场；搅拌强度分两级——混合阶段速度梯度 G 高、时间短，絮凝阶段 G 低、时间长，否则絮体被剪切打碎；Zeta 电位可在线作投加量判据，但应与浊度、出水 SS 一并判断。pH 决定混凝剂的水解形态与所带电荷，因而直接左右脱稳效果，铝盐、铁盐各有适宜区间。水温同样是变量：低温使水解与颗粒碰撞速率下降，冬季常需加大投加量或延长絮凝时间，才能维持同样的脱稳效果。
图 1 混凝脱稳与 Zeta 电位：左图为胶粒的双电层结构，胶核带负电，自内向外依次是吸附层、滑动面与扩散层，滑动面处相对溶液本体的电位即 Zeta 电位；右图为投加混凝剂前后 Zeta 电位随离开表面距离的对照曲线，未投加时衰减缓慢、ζ 高、胶体稳定，投加后高价反离子压缩双电层，ζ 被拉向零点，颗粒得以碰撞聚并成大絮体。
斯托克斯沉降
斯托克斯沉降描述的是球形颗粒在静止液体中的自由沉降，是沉淀池设计的基础。颗粒在水中同时受三个力：向下的重力、向上的浮力，以及随速度增大而增大的流体阻力。开始阶段阻力小而加速度大，颗粒加速下沉；速度一上升，阻力迅速增大，直至三力平衡、加速度降为零，颗粒便以恒定速度下沉，这一速度称为沉降末速或终端沉速。图中画出的正是这一平衡：重力减去浮力得到有效重力，当它与黏性阻力相等时速度不再变化。由末速可以判断颗粒能否在给定池深与停留时间内沉到池底，这正是平流沉淀池与斜板沉淀池选型的依据。
工程要点有三：沉淀池的表面负荷应小于设计颗粒的沉速，池子才有效；面积须按最不利水温校核，北方冬季黏度大，宜按低温核算沉积面积或延长停留时间；实际污泥絮体并非刚性球体，形状不规则、密度接近水，沉速低于同粒径砂粒，且沉降中还会继续聚并长大，属于絮凝沉降，不能直接用自由沉降公式精确计算。粒径小到胶体范围时沉速极低，单靠重力在有限池容内几乎沉不下来，这正是必须先混凝使颗粒长大的原因。
图 2 斯托克斯沉降：左图为球状颗粒在水中的受力图，向下的重力、向上的浮力与随速度增大的黏性阻力三者平衡时加速度为零，颗粒以恒定末速下沉；右图为沉降末速 v 与粒径 d 的关系曲线，层流区 v 与 d² 成正比，粒径加倍沉速变四倍，据此判断颗粒能否在给定池深与停留时间内沉到池底。
浅层沉淀
浅层沉淀的核心思路是在沉淀区加装多层平行斜板或蜂窝斜管，把颗粒的沉降距离从整个池深缩短到板间距（通常几十毫米）。颗粒随水流前进的同时向下沉降，只需沉过很短的距离就能落到斜面上，再沿斜面滑落汇集到池底泥斗，由排泥系统排出。图中画出的正是这一过程：原水自下而上穿过斜板组，颗粒一边随水流前进、一边向下沉降，碰到板面即被截留并下滑。这样在不增加占地面积的前提下，把有效沉淀面积成倍放大，池子的处理能力随之显著提高，这也是斜板（管）沉淀池能在很短的停留时间内获得高去除率的原因。
浅层沉淀之所以高效，关键不在池深，而在于沉降距离被缩短。沉淀池的去除效率由表面负荷决定：只要颗粒沉速大于表面负荷它就能被去除，与池深基本无关；斜板把池子分割成许多浅层，每层都提供一个沉降面，等效沉淀面积成倍增加，同样流量下表面负荷下降、可去除的颗粒更细。工程上：上升流速须按设计颗粒沉速留有安全余量，一般控制在其沉速的六至七成以下；斜板倾角不宜过小，否则污泥下滑不畅、易积泥堵板，也不宜过大以免损失有效沉淀面积；还必须设置有效的排泥与反冲洗措施，斜管区一旦积泥堵塞，处理能力会迅速下降。
图 3 浅层沉淀：左图为斜板（管）沉淀池剖面，池内多层斜板把颗粒沉降距离缩短到板间距，颗粒沉到斜面后沿板下滑汇入池底泥斗；右图对比沉降距离由池深 h 缩短为板间距 d 的作用——沉降距离缩短后单位池容提供的沉淀面积成倍增加，表面负荷随之降低，在相同流量下可去除更细的颗粒。
活性污泥与指示生物
活性污泥是由微生物群体与有机、无机悬浮物交织而成的絮状体，具有良好的吸附与沉降性能。图中画出的正是其中的微型食物链：以菌胶团为主体骨架，细菌占绝对多数、是降解有机物的主力；菌胶团内外还附着并自由游动着原生动物（钟虫、轮虫、肉足虫、鞭毛虫）与后生动物（线虫、寡毛类）。丝状菌构成絮体的骨架，与菌胶团保持平衡时有利于形成密实絮体。原生动物与后生动物以游离细菌和小颗粒有机物为食，相当于系统的清道夫，它们的种类与数量能反映水质与污泥状态。因此活性污泥法既靠细菌分解污染物，也靠这个微型生态系统的平衡维持稳定的出水水质，镜检指示生物因而成为运行调控的重要依据。
污泥性状主要由食微比与污泥龄两个参数决定。食微比高、污泥龄短，微生物处于对数增长期、活性高但絮体松散、沉降性差；食微比低、污泥龄长，微生物进入内源呼吸期，絮体密实、沉降性好，但泥龄过高会积累惰性物质并降低活性。丝状菌膨胀正是食微比过低或负荷过低、进水营养失衡（如氮磷不足）、溶解氧偏低、pH 或温度异常等，使丝状菌在与菌胶团的竞争中占优、菌丝大量伸出絮体所致。工程上把镜检与 SV30、MLSS 配合使用，作为判断运行状态最直接的手段：出现大量钟虫、轮虫、寡毛类通常表示污泥成熟、水质稳定；出现大量肉足虫、鞭毛虫或游离细菌增多，往往表示负荷冲击或水质恶化。
图 4 活性污泥与指示生物：左图为活性污泥絮体剖面，菌胶团为主体骨架、细菌是降解有机物的主力，丝状菌自絮体伸出，原生动物（钟虫）附着其上捕食游离细菌；右图为显微镜视野中的四种指示生物，钟虫多示水质良好、轮虫多示污泥成熟、线虫多示污泥老化、丝状菌大量伸出则示污泥膨胀，配合 SV30 与 MLSS 可判断运行状态。
化学除磷沉淀
化学除磷是在生物处理之外，用投加金属盐的方式把溶解性磷酸盐变成难溶沉淀、再随污泥排出的除磷手段，常用作生物除磷的补充或深度处理工序。做法是：在快速混合池投加铝盐或铁盐，经絮凝与沉淀（或气浮）分离磷酸盐沉淀与氢氧化物絮体，上清液进入后续处理。废水中的磷有正磷酸盐、聚磷酸盐与有机磷三种形态，只有正磷酸盐能直接与金属离子沉淀，其余须先水解或氧化转化。残余磷随投加摩尔比上升先陡降、越过临界点后趋于平缓；不同金属盐、不同 pH 下能达到的最低浓度各不相同，故投加量与 pH 必须由小试确定。
工程上一句话：投加量与 pH 一起决定出水磷。摩尔比过低，残余磷不达标；过高则药剂被碱度与过量金属离子消耗，化学污泥量显著增加。铁盐会与碱度反应生成氢氧化物，消耗碱度并产生大量化学污泥，故投加量必须与碱度一起核算。投加点应设在混合充分、远离生物处理单元的位置，以免金属离子抑制活性污泥；药剂常与混凝剂联用，先投金属盐再投高分子助凝剂。沉淀池负荷与排泥周期直接影响出水磷，排泥不及时会使污泥厌氧释磷，出水磷反而回升。
图 5 化学除磷沉淀：投加铝盐或铁盐与磷酸根生成 AlPO4、FePO4 等难溶沉淀，随絮体下沉并随污泥排出；除磷率随 pH 变化存在最佳窗口（铝盐约 5.5～6.5、铁盐约 5～6），偏离窗口则沉淀溶解度上升、除磷率下降，铁盐还会消耗碱度并增加化学污泥量。
消毒 CT 值
CT 值把消毒剂浓度与有效接触时间合成一个指标，用于设计和校核消毒接触池。灭活效果由浓度 C 与时间 T 的乘积决定，单看其一都不成立：在给定温度与 pH 下达到某一灭活率所需的 CT，由消毒剂与目标微生物共同决定。由于只有乘积有意义，C 与 T 可以互相补偿——浓度低就需要更长的接触时间，反之亦然，但补偿有下限，浓度过低时无论接触多久都难以灭活。设计时先按目标微生物与消毒剂查得所需 CT，再由 CT 反推接触池有效容积或投加浓度；T 取的是有效接触时间而非名义停留时间，须用示踪试验或经验系数折减短流与死区的影响。
接触池的长宽比越大越好，多廊道折流可把 T10/T 抬高、减少短流与死区；短流严重时有效接触时间可能只有名义值的一半。加药点与取样点之间要保证足够的接触时间，取样点应设在完全混合之后；消毒剂的需求（消耗）会吃掉一部分投加量，设计时应把消耗量与余量相加再乘安全系数。不同消毒剂差别很大：游离氯对细菌与病毒所需 CT 较低，对隐孢子虫等原虫则高出几个数量级；臭氧、二氧化氯与紫外（紫外用剂量而非 CT）各有特征值。温度越低反应越慢、所需 CT 越大，氯消毒还受 pH 影响，pH 升高使 HClO 占比下降、所需 CT 上升。
图 6 消毒 CT 值：同一灭活率对应一条 CT = C×T 的等值线，浓度越低所需接触时间越长，曲线所围矩形面积即 CT；右侧对照条显示游离氯对细菌、病毒所需 CT 较低，对隐孢子虫则高出数个量级，故设计须按最难灭活的目标微生物取值。
非均相芬顿与传统芬顿
传统芬顿（均相芬顿）用 Fe²⁺ 与双氧水在液相中反应，产生氧化能力极强的羟基自由基（·OH），能无选择地氧化难降解有机物，常用作生化尾水提标或高浓废水预处理。反应后需加碱中和，使 Fe³⁺ 以氢氧化铁形式沉淀、混凝去除有机物，但随之产生大量铁泥。非均相芬顿把铁相固定在固体催化剂上，反应在固液界面发生：催化剂以多孔载体（如硅铝氧化物、活性炭、分子筛、黏土等）负载过渡金属氧化物，废水与双氧水通过固定床、流化床或悬浮态与催化剂接触，铁不大量溶出，从源头减少铁泥。
选型要点：连续流、出水铁泥受限、要求近中性运行或希望催化剂回收的场合，宜选非均相芬顿，通常配固定床或流化床；小水量、高浓度、追求反应速率与处理彻底的场合，均相芬顿更直接高效，但须配套酸碱调节与铁泥处置。非均相芬顿的短板是传质：反应物须扩散到催化剂表面与孔道内的活性位，双氧水利用率与氧化速率常低于均相；载体比表面积、孔结构、活性组分负载量与分散度，以及催化剂中毒与流失都直接影响寿命与活性。此外还有把非均相与均相结合、或与电化学、光催化耦合的做法，以弥补传质慢的问题。
图 7 非均相芬顿与传统芬顿：传统均相芬顿由 Fe²⁺ 催化 H2O2 生成羟基自由基（·OH）氧化难降解有机物，但 pH 窗口窄、中和后铁泥量大；非均相芬顿把铁相固定在多孔载体上，反应在固液界面进行，铁溶出少、可在近中性下运行、催化剂可回用，但受传质限制，铁泥明显减少。
活性污泥模型谱系（ASM1/2d/3）
活性污泥模型（ASM）由国际水协（IWA/IAWPRC）组织编制，是描述活性污泥系统生物反应的通用数学框架：1987 年提出 ASM1，1998 年扩展出 ASM2d，1999 年又有 ASM3。三者都把有机物统一换算成 COD 计量，因为 COD 与有机基质、生物量和电子受体的电子当量对应，便于质量平衡。三个模型的差别主要在“谁被显式建模”：ASM1 关注碳氧化、硝化与反硝化；ASM2d 引入聚磷菌与胞内储能产物（如 PHA 与聚磷酸盐）；ASM3 强调胞内储存与内源呼吸，并计入碱度限制。
工程意义在于选型：只需碳氧化与硝化反硝化，选 ASM1；要模拟生物除磷与聚磷菌行为，选 ASM2d；关注胞内储存、内源呼吸与碱度限制，选 ASM3。三者对同一衰减过程的机制不同，ASM1 用“死亡—再生”、ASM3 用内源呼吸，同一衰减系数不能互用；ASM2d 把有机氮、磷按固定比例并入其他有机组分，不再显式列出有机氮状态变量，互用时须注意这一折算口径。还要记住：模型越复杂，需要标定的参数越多，数据不足时只会放大不确定性，简单模型往往更稳健。
图 8 活性污泥模型谱系：ASM1（碳氧化、硝化、反硝化）、ASM2d（加入聚磷菌与生物除磷）、ASM3（加入胞内储存）的能力覆盖矩阵；三个模型均以 COD 计量各组分，覆盖范围逐级递进、各有侧重。
化学计量矩阵与元素守恒
化学计量矩阵是污水生物处理建模的通用描述格式，也是活性污泥模型（ASM）结构报告确立的标准写法。矩阵把状态变量排成列、把动力学过程排成行，行列交叉的单元格填该过程对该状态变量的化学计量系数：正号表示生成、负号表示消耗、留空或零表示不参与。每行还对应一个反应速率表达式，于是某状态变量的净变化率就等于所有过程"系数乘以速率"的累加。这样模型被拆成彼此独立的两层——化学计量决定"生成多少"，动力学决定"多快"——结构清晰，便于审查、标定与修改。
元素守恒让模型在数学上自洽：避免凭空生成或消失的 COD 与氮，保证长期动态模拟不漂移，也是检查既有模型写错与否的利器。矩阵里多数系数可由生化常识直接写出，如产率系数与含氮分数；总有几个难以直接测定，此时把待求单元格用占位符标出，再对每个守恒元素列一行、用质量平衡反解。标定时受守恒约束的系数不能独立整定——改了产率就必须相应改动氧与氮的系数，否则行内不闭合。
图 9 化学计量矩阵与元素守恒：左图把状态变量排成列、过程排成行，单元格底色按 |计量系数| 的深浅着色、格内写系数本身（正生成、负消耗）；右图对 C、N、H、O 四个元素做守恒校核，每行"消耗"与"生成"两条等长，末端 =0，示意进出相等，待定系数即由这些守恒式反解。
Monod 与饱和/抑制开关函数
在活性污泥模型里，微生物的生长与降解速率几乎都写成开关函数：把基质或电子受体的浓度放进一个介于 0 与 1 之间的因子，用它连续地打开或关小反应速率。最常用的是 Monod 型饱和函数，还有与之对称的抑制函数。相比硬性开关（有则反应、无则停止），连续函数更平滑、更易数值求解，也更贴近真实反应的渐进行为。多个开关相乘，就得到"既要碳源、又要有氧、还要有硝酸盐"这类复合条件。
半饱和常数直接决定模拟曲线的"拐点"，因而决定出水指标能否被拟合准：K_S 取小，低浓度段的去除会显得过快；取大，反应在低浓度下会被过早掐断。常见默认值中异养菌 μ_max 约 6.0 d⁻¹、易降解基质 K_S 约 20 gCOD/m³、氧半饱和常数 K_OH 约 0.2 gO₂/m³，缺氧反硝化的 K_NO 约 0.5 gN/m³。工程上这几个数决定了缺氧区是否"缺到不动"、好氧区末端还剩多少氧，是控制策略与池容计算的敏感参数。
图 10 Monod 与饱和/抑制开关函数：左图饱和开关 S/(K_S+S) 随底物上升趋近 1，虚线与圆点标出 K_S 处因子为 1/2；中图抑制开关 K_I/(K_I+S) 随底物上升趋近 0；右图底物抑制（Haldane）先升后降，峰位为最适底物、再高即落入抑制区。实际速率是多个开关与生物量的连乘，任一开关趋零则速率趋零。
温度校正与 Arrhenius 系数
温度直接改变微生物的代谢速率，是污水处理建模中最敏感的环境变量之一。工程上通常不重写动力学结构，而是在 20 ℃ 基准参数上乘一个温度校正因子，把速率折算到实际水温。这种指数形式的校正来自 Arrhenius 关系，在 5 ℃ 至 35 ℃ 的常见水温范围内足够准确，因此只需一个温度系数就能表达整条曲线。模型库中的动力学参数一般同时给出 20 ℃ 值与对应的 Arrhenius 系数，标定与换算都以此为锚点。
温度校正的最大价值，是让某一温度下标定的参数能迁移到别的季节与地区，而不必重做整套实验。各类过程对温度的敏感度差别很大：硝化的 θ 最高（约 1.10），冬季低温时速率下降最剧烈，往往是出水氨氮超标的根因；反硝化次之（约 1.09）；水解与异养菌生长的 θ 约 1.072；衰减系数仅约 1.029，氧传质系数约 1.024。这一排序直接解释了为何寒冷地区要加大曝气池容或延长污泥龄来保住硝化。
图 11 温度校正与 Arrhenius 系数：左图画出温度校正因子 θ^(T−20) 随水温的三条曲线，20 ℃ 处一律为 1（虚线十字 + 圆点），硝化最陡、水解最缓，斜率即温度敏感性；右图把三种典型过程的 θ 值自 1.00 基线起算做对照条——硝化（约 1.10）最高、反硝化（约 1.09）次之、水解（约 1.072）最低，故硝化对温度最敏感，低温季节最易出问题。
