什么是污染物质的可生物降解性？
生物降解性是指某污染物可以被生物降解的程度，大多是针对有机污染物质而言。显然，生物降解性与许多因素有关，特别是污染物质特征与微生物对污染物质的适应性是最重要的特性。例如，一种特殊的污染物质，只能用特别的微生物才能进行降解，如果使用一般的生物降解性的测定方法，将无法测定该污染物的可生物降解性。任何一种污染物质都是可以被彻底氧化的，从物质的分子结构上分析，可以讣算出某物质被完全氧化所需的氧的量，这个量即为理论需氧量。当某污染物在微生物作用下，需要消耗的氧等于理论需氧量，在微生物作用下能够完全氧化，也即微生物作用所消耗的氧与理论需氧量相当。当微生物作用所消耗的氧小于理论需氧量时，这表明该污染物在这种条件下不能完全被生物氧化，其氧的消耗量与理论需氧量的比值可以表征该污染物可以被生物氧化的程度。
BOD 即为生物需氧量，是水中有机污染物质在微生物作用下被降解所消耗的氧的量，BOD5则为五天的时间内所需要的氧的量。BOD是一个关于水污染程度的指标，测量BOD5 有标准的方法，对污染物质的生物可降解性是一种标准的描述。COD是污染物质在化学氧化剂作用下被氧化分解所需氧的量。当使用强氧化剂时，如重铬酸钾，COD 值就近似地相当于该污染物被全部氧化时所需的氧量。因此，BOD 或BOD5 与COD 的比值又可以对污染物质的生物降解性进行描述，比值的大小直接表明了污染物可生物降解性的高低。不过，这种描述只是对普通污染物有效。例如，即使用重铬酸钾强氧化剂测定污水COD 时，也没有包括或者不完全包括一些难降解的有机污染物，如长链脂肪烃。芳香烃或者芳香烃衍生物等。
对于一些较复杂的有机污染物而言，需要了解一些更深远意义上的可生物降解性，例如某有机分子上的取代基的生物活性或者抗性，这使得生物降解性有了更直接的理论依据。例如，苯环上的取代基，如果取代基是一个卤族元素，则将使生物降解的难度加大，如果取代基不止一个，不止一个的取代基在苯环上处于相邻位置、相间的位置或者相对的位置，都会使得污染物的可生物降解性发生变化，而且可能发生质的变化。但是，当取代基是羟基或者羧基时，则会使其生物可降解性提高，或者至少使得生物降解更容易。
某种难降解污染物在甲微生物的作用下不能被降解，相当于甲微生物而言，该污染物就不具有可生物降解性。但该污染物在乙微生物的作用下可发生一定程度的降解，而且经过乙微生物作用后的产物又可以被甲微生物继续降解。这时，该污染物对微生物降解者使有毒的，而且其毒性使得微生物对污染物失去可降解的能力。另一种情况是污染物对微生物的毒性大小与污染物浓度有关。在低浓度时毒性作用较小，微生物还能发挥降解作用，且降解作用随污染物的增加而下降，并在某个浓度处使降解作用被完全丧失。对于无毒的污染物质而言，其生物降解性不直接与毒性有关，但也有因污染物分子结构特异而不可被生物降解的，无毒污染物质的生物降解速率除了与底物浓度有关外，还会受到许多其它因素的影响，对于一个特定的微生物群落，当其处于内源代谢时，其所消耗的氧的速率基本上是一个常数。向这个进行内源代谢的生物系统中加入一种外源污染物质，如果该生物系统的耗氧速率有明显的增加，则表明这种外源污染物是可生物降解的，而且耗氧速率的变化程度还能表明其生物降解的难易程度。如果该生物系统在加入外源污染物后，其耗氧的速率没有增加，则表明该外源污染物质不具有生物降解性，甚至可以出现耗氧速率下降的情形。
污染物质的结构对生物可降解性的影响很大，因此，了解一些难降解污染物的结构及其化学性质，对于提高其生物可降解性可以有的放矢地进行。生物降解都是由酶的催化而完成的，而酶与污染物质的结合是污染物可被酶催化降解的第一个关键步骤。这种结合常常是以某个基团的作用为前提，或者是污染的空间结构形态等，即酶的活性中心具有特定的空间构象，如果污染物的空间构象正好能与酶活性中心的空间形态吻合，则两者在空间上具有了亲和力. 酶与污染物质结合后，生成一种复合中间产物，这种产物存在的过程就是酶对污染物质进行激活的相互作用过程。经过这一激活过程，污染物质可能在结构上发生某种变化，或者被部分地降解。酶将被激活或者降解的污染物释放出来，形成一种新的酶促反应产物，酶又恢复原有的性状，进行新一轮的酶促反应。污染物质的某个基团与酶蛋白质的表面基团的亲和性是酶能与污染物质结合的一个必要的性质，与空间构象共同决定着酶促反应是否能发生，如污染物质的疏水性、与酶结合后的细胞穿透性等，可能成为酶促反应的控制性过程。污染物质的一个降解过程与许多种酶的活动相关。当污染物质与酶结合并被转送到微生物细胞体内时，细胞内酶与经过转移的污染物相互作用，污染物质可否能够降解还是取决于污染物质的化学性质，例如亲脂性、电子效应等，这些性质决定了在细胞内进一步发生酶促反应的过程与速率。污染物分子结构与生物可降解性有多方面的密切关系。首先是分子大小或者说碳原子个数，也就是有机物碳链长度。基本规律是碳链越长越难降解，或者说酶在空间构象上能适应大分子的较少。但是有一些污染物质则有相反的特性，如醇类、8个碳原子以下的醇、碳原子越多越容易降解。碳链的环形结构更难降解。环的数目越多，降解越难。环上有取代基时，难降解程度又有所增加，不同的取代基的性质对生物降解的影响有不同，如卤代基、胺基等。一个被卤化的芳香烃化合物将更难被降解。取代基的个数越多，越难降解。另一方面，在芳香烃的环上，取代基的位置也会影响到可降解性。以两个氯原子取代苯环上的氢，两个处相邻位置的氯原子具有更稳定的性质，依次类推，相同位置上的两个氯原子比相对
位置上的两个氯原子更稳定。取代基越稳定，就越难被降解。对于直链酯类化合物而言，取代基接近端部，可以增加脂类物质的生物可降解性，但这也不包括卤原子，卤原子取代将使脂类分子的生物可降解性降低。脂肪烃分子支链越多，越难降解，支链上取代基越多，可降解性越低，但有些取代基，如羧基、羟基等能使降解性有所提高。分子结构越复杂，生物
可降解性越低，如一些人工合成的高分子聚合物，聚乙烯是最典型的难降解物质。多氯联苯类物质的难降解性与其结构的复杂性有关，两个苯环连结在一起，同时又被多个氯取代基取代。
就一种污染物质而言，生物可降解性的含义十分深刻。例如，某一个实验观测表明，某污染物质作用下，很快被降解，其观测的方法是决定该污染物是否存在数量的变化，但没有测定该污染物质转化成了什么物质。如果该污染物经过转化，变成了一个更容易降解的物质，则这个降解过程是有益的，但有时也会发生一些并不有益的降解，如降解后的物质依然是难降解的物质，同时其生物毒性反而增加了。所以，讨论某个降解过程还要分析整个降解的全过程。全过程的关注可用生化需氧量或者二氧化碳产生量来描述。一种物质被完全降解后所需要的氧和所产生的二氧化碳是一定的，通过测定氧的消耗或二氧化碳的产生，可知碳链的残存数量，但是，残存的碳链仍有不同的存在形式，如一个10个碳的脂肪分子，经过降解产
生6个二氧化碳分子后，残存一个4碳链，但也可能是残存两个碳链的更小分子。两个碳链将比一个4 碳链更容易被彻底降解。