煉焦企業(yè)生產(chǎn)過程產(chǎn)生的焦化廢水中含有喹啉類氮雜環(huán)化合物，是典型的有毒難降解污染物[1, 2]，也是造成其出水不能達(dá)標(biāo)的關(guān)鍵因素[3, 4, 5]. 這主要是由于： ①傳統(tǒng)活性污泥法和生物膜法中所含多數(shù)微生物的酶系統(tǒng)不能識(shí)別喹啉的結(jié)構(gòu)，因此很難將其去除[6]; ②含喹啉單元的化合物對(duì)許多微生物有毒害或抑制作用，從而影響其他污染物的去除效果. 采用生物強(qiáng)化技術(shù)，投加對(duì)目標(biāo)污染物具有較強(qiáng)降解能力的微生物，可縮短處理系統(tǒng)馴化微生物的時(shí)間[7]; 有利于解除該污染物對(duì)其他微生物的抑制作用，加快其他污染物的去除. 國(guó)內(nèi)外學(xué)者已篩選到一些喹啉降解菌，如Rhodococcus sp.、 Comamonas sp.、 Burkholderia picekttii、 Pseudomonas sp.等，并對(duì)其喹啉生物降解動(dòng)力學(xué)和降解途徑[8, 9, 10, 11, 12]及其在焦化廢水生物強(qiáng)化處理的應(yīng)用進(jìn)行了研究[13, 14]. 這些研究對(duì)認(rèn)識(shí)喹啉的降解機(jī)制和強(qiáng)化廢水中喹啉的降解有積極的作用，但有關(guān)Acidovorax sp.菌的研究主要見于對(duì)苯酚及苯衍生物的降解[15, 16, 17, 18]，以喹啉為唯一碳源的研究報(bào)道僅見于Zhang等[19]對(duì)一個(gè)喹啉反硝化反應(yīng)器中細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的研究，目前該菌株對(duì)喹啉降解特性的研究未見報(bào)道.

　　本研究以某焦化廠廢水處理系統(tǒng)曝氣池中的活性污泥為菌源，篩選到1株對(duì)喹啉具有高效降解能力的Acidovorax sp.菌株，發(fā)現(xiàn)該菌能同時(shí)降解異喹啉、 苯、 吡啶、 苯酚等廣泛存在于焦化廢水中的芳香族化合物，并將其應(yīng)用于實(shí)際焦化廢水的處理，以期為后期利用該菌對(duì)焦化廢水進(jìn)行生物強(qiáng)化處理的工業(yè)化應(yīng)用提供良好的生物材料和技術(shù)支持.

　　1 材料與方法

　　1.1 實(shí)驗(yàn)材料

　　1.1.1 實(shí)驗(yàn)菌源

　　喹啉降解菌DQS-01： 從某焦化廠污水處理系統(tǒng)曝氣池活性污泥樣品中篩選. 苯酚降解菌D2： 本實(shí)驗(yàn)室分離篩選的高效苯酚降解菌，經(jīng)鑒定為睪丸酮叢毛單胞菌Comamonas testosterone[20].

　　1.1.2 培養(yǎng)基

　　對(duì)文獻(xiàn)[21]所提供的無機(jī)鹽培養(yǎng)基配方進(jìn)行改良，在微量元素儲(chǔ)備液中去掉NiCl2 ·6H2O和CoCl2 ·6H2O，改良的喹啉無機(jī)鹽培養(yǎng)基配方如下： Na2HPO4 4.26 g，KH2PO4 2.65 g，MgSO4 ·7H2O 0.2 g，CaCl2 0.02 g，MnSO4 ·7H2O 0.002 g，微量元素儲(chǔ)備液1 mL(主要成分： FeCl2 ·4H2O 1.5 g ·L-1，CuCl2 ·2H2O 0.002 g ·L-1，MnSO4 ·7H2O 0.1 g ·L-1，Na2MoO4 ·2H2O 0.024 g ·L-1，ZnCl2 0.006 g ·L-1，H3BO3 0.07 g ·L-1)，去離子水1�@000 mL，pH=7.0. 滅菌后加入一定量喹啉(0.22 μm微孔濾膜過濾)作為菌種生長(zhǎng)的唯一碳源和氮源.

　　LB培養(yǎng)基： 酵母膏5 g，蛋白胨10 g，NaCl 10 g，瓊脂粉10 g，蒸餾水1�@000 mL，pH=7.0.

　　1.2 菌種的篩選分離

　　將采集的活性污泥樣品加入無菌水中，在30℃、 150 r ·min-1的搖床培養(yǎng)箱中培養(yǎng)24 h，靜置后取10 mL上層清液接種于90 mL LB培養(yǎng)基中培養(yǎng)24 h; 然后以喹啉為唯一碳源和氮源，按10%的接種量將培養(yǎng)液轉(zhuǎn)接至無機(jī)鹽培養(yǎng)基上進(jìn)行反復(fù)馴化. 喹啉溶液的初始濃度為50 mg ·L-1，以50 mg ·L-1梯度逐漸增大喹啉濃度至1�@000 mg ·L-1，篩選可以在改良的喹啉無機(jī)鹽培養(yǎng)基上進(jìn)行生長(zhǎng)的菌落，經(jīng)平板劃線法分離純化得到純菌落.

　　1.3 菌種鑒定

　　形態(tài)學(xué)觀察. 將最終篩選得到的純菌落劃線接種于LB 固體培養(yǎng)基，30℃ 倒置培養(yǎng)24 h，觀察菌落形態(tài); 挑取菌體進(jìn)行革蘭氏染色，用熒光倒置顯微鏡(LEICA DMI400B)觀察菌體形態(tài)特征.

　　生理生化實(shí)驗(yàn). 參照文獻(xiàn)[22]進(jìn)行實(shí)驗(yàn)并對(duì)菌種進(jìn)行鑒定.

　　分子生物學(xué)鑒定. 菌種的分子生物學(xué)鑒定由大連TaKaRa生物工程公司完成，通過對(duì)該菌株的16S rRNA基因進(jìn)行擴(kuò)增后對(duì)擴(kuò)增產(chǎn)物進(jìn)行測(cè)序，得到的序列與GenBank數(shù)據(jù)庫(kù)中的類似序列進(jìn)行Blast比對(duì)，從而確定其分類地位.

　　1.4 分析方法

　　1.4.1 菌體生物量的測(cè)定

　　采用稱重法測(cè)量，取5 mL發(fā)酵培養(yǎng)液，用帶有0.22 μm濾膜的針筒式過濾器進(jìn)行過濾，經(jīng)蒸餾水洗滌3次，80℃烘干至恒重后測(cè)量.

　　1.4.2 喹啉降解率的測(cè)定

　　參考文獻(xiàn)[23, 24]，采用紫外可見分光光度計(jì)(Biol-140，美國(guó)PE)在277 nm下檢測(cè)樣品中喹啉濃度. 以未加菌的滅菌喹啉無機(jī)鹽培養(yǎng)基為空白對(duì)照，將喹啉初始濃度記為A0，t時(shí)間后的喹啉濃度記為At，則：

　　1.4.3 COD降解率的測(cè)定

　　采用密封催化消解法[25]，利用化學(xué)耗氧量測(cè)定儀(HH-6型，中國(guó)姜堰)進(jìn)行COD的測(cè)定. 將溶液初始COD記為c0，t時(shí)間后COD記為ct，則：

　　1.5 環(huán)境因素對(duì)DQS-01菌降解性能的影響

　　挑取純培養(yǎng)菌落接種于500 mL LB培養(yǎng)基中過夜培養(yǎng)，使菌體活化及增殖. 將該菌液4�@000 r ·min-1下離心，沉淀用無菌水清洗3次以去除表面雜質(zhì)，再轉(zhuǎn)移至無菌水中制備成一定濃度的菌懸液(生物量為150 mg ·L-1左右). 按一定的接種量加入到喹啉無機(jī)鹽培養(yǎng)基(喹啉初始濃度為300 mg ·L-1)中，在不同搖瓶轉(zhuǎn)速、 初始pH、 溫度下振蕩培養(yǎng). 每組實(shí)驗(yàn)做三組平行試樣，以未加菌的喹啉在同等條件下作為空白對(duì)照.

　　1.6 DQS-01菌降解譜范圍分析

　　以苯酚、 苯、 喹啉、 異喹啉、 吡啶為碳源底物，(NH4)2SO4為氮源，調(diào)整培養(yǎng)基中碳源與氮源的含量，使菌體生長(zhǎng)初始C/N為5/1，取接種量5%，35℃、 150 r ·min-1振蕩培養(yǎng). 同時(shí)設(shè)未加菌的滅菌培養(yǎng)液為空白對(duì)照.

　　1.7 DQS-01菌對(duì)實(shí)際焦化廢水的生物強(qiáng)化實(shí)驗(yàn)

　　1.7.1 MBBR的啟動(dòng)掛膜及穩(wěn)定運(yùn)行

　　采用直接低濃度啟動(dòng)掛膜方法[26, 27]，將來自焦化廠曝氣池污泥置于實(shí)驗(yàn)室自制的MBBR反應(yīng)器中[28]，曝氣24 h(曝氣量為0.3 m3 ·h-1，以下同)，將焦化廠調(diào)節(jié)池出水用蒸餾水稀釋，使其COD濃度約為 150 mg ·L-1，加入填料(Mutag BiochipTM，德國(guó))進(jìn)行曝氣，使活性污泥與填料(填充率為5%)[29]充分接觸; 48 h后棄掉部分混合液，再加入經(jīng)稀釋后的焦化廢水，讓COD濃度保持在150 mg ·L-1左右; 采用持續(xù)增長(zhǎng)進(jìn)水濃度的方式以促進(jìn)生物膜的增長(zhǎng)成熟. 整個(gè)系統(tǒng)掛膜成功及穩(wěn)定運(yùn)行約需40 d左右，此時(shí)焦化廢水進(jìn)水COD濃度約為600 mg ·L-1.

　　1.7.2 生物強(qiáng)化實(shí)驗(yàn)

　　將活化的DQS-01菌、 DQS-01菌及本課題組篩選的高效苯酚降解菌D2所組成的混合菌株(生物量為1 ∶1)按接種量為10%(菌液/焦化廢水，體積比)的比例投入反應(yīng)器中，按照1.7.1節(jié)的方法使MBBR處于穩(wěn)定運(yùn)行狀態(tài)后，以不投加降解菌的MBBR對(duì)焦化廢水的降解為空白對(duì)照，考察DQS-01及D2菌對(duì)焦化廢水的生物強(qiáng)化效果.

　　2 結(jié)果與分析

　　2.1 菌種分離、 篩選及鑒定

　　通過不斷增加無機(jī)鹽培養(yǎng)液中喹啉濃度，最終篩選到1株以喹啉為唯一碳源、 氮源及能源進(jìn)行生長(zhǎng)的菌株，該菌株在喹啉濃度為50~600 mg ·L-1的培養(yǎng)液中生長(zhǎng)良好，當(dāng)喹啉濃度大于600 mg ·L-1時(shí)，菌體生長(zhǎng)緩慢直至不再生長(zhǎng).

　　該菌株在無機(jī)鹽平板培養(yǎng)基上呈規(guī)則圓形，邊緣整齊，表面光滑，菌落透明至乳白色，直徑1.0~5.0 mm. 經(jīng)革蘭氏染色后在顯微鏡下觀察呈陰性，菌體細(xì)胞呈短桿狀，有的成對(duì)出現(xiàn)，大小為 (0.3～0.8) μm×(1.5～5.0) μm. 同時(shí)，對(duì)DQS-01菌進(jìn)行生理生化鑒定，結(jié)果如表 1所示，確定該菌屬于食酸菌屬(Acidovorax sp.). 結(jié)合其16S rRNA基因序列分析，將該基因序列登錄到NCBI數(shù)據(jù)庫(kù)(登錄號(hào)為KP126996)，得到的結(jié)果是該菌與燕麥?zhǔn)乘峋鶤cidovorax avenae相似度高達(dá)100%.

　　表 1 DQS-01菌的生理生化實(shí)驗(yàn)結(jié)果

　　2.2 DQS-01菌生長(zhǎng)及對(duì)喹啉的降解

　　以15%的接種量將DQS-01接種到初始喹啉濃度為300mg ·L-1的無機(jī)鹽培養(yǎng)基中，在120 r ·min-1、 30℃條件下恒溫培養(yǎng)，每隔一段時(shí)間取樣測(cè)菌體生物量及喹啉降解率. 實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 1所示，DQS-01菌在接種后能很快適應(yīng)初始濃度較高的喹啉培養(yǎng)基并迅速進(jìn)入對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期，48 h菌體生物量達(dá)到最大; 這段時(shí)間內(nèi)喹啉的降解速率也最大. 因此，在考察各種環(huán)境因素對(duì)該菌降解性能影響實(shí)驗(yàn)中均在菌體培養(yǎng)48 h時(shí)取樣.

　　圖 1 DQS-01菌的菌體生長(zhǎng)曲線與喹啉降解率關(guān)系

　　2.3 環(huán)境因素對(duì)DQS-01菌降解性能的影響

　　2.3.1 接種量對(duì)喹啉降解性能的影響

　　按1.5節(jié)所述，以1%、 5%、 10%、 15%的接種量將DQS-01接種到喹啉無機(jī)鹽培養(yǎng)基中，30℃、 120 r ·min-1振蕩培養(yǎng)48 h后，測(cè)定菌體生物量的變化及對(duì)喹啉的降解，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 2(a)所示，接種量對(duì)喹啉降解率的影響較少; 而對(duì)菌體生長(zhǎng)量的變化影響較大. 接種量為1%時(shí)，底物濃度相對(duì)較高，使菌體生長(zhǎng)受到抑制，菌體生物量增長(zhǎng)較慢導(dǎo)致其喹啉降解率不高; 當(dāng)接種量大于10%時(shí)，菌體增殖速率加快，但由于菌體呼吸旺盛，體系溶解氧消耗過快會(huì)導(dǎo)致菌體較早進(jìn)入衰退期，影響喹啉降解. 綜合考慮菌體生長(zhǎng)及對(duì)喹啉的降解情況，選擇10%為最佳接種量.

　　圖 2 環(huán)境因素對(duì)DQS-01菌降解性能的影響

　　2.3.2 搖瓶轉(zhuǎn)速對(duì)喹啉降解性能的影響

　　按10%的接種量將DQS-01接入喹啉無機(jī)鹽培養(yǎng)液中，30℃恒溫培養(yǎng)，考察轉(zhuǎn)速對(duì)喹啉降解性能及生物量的影響. 實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 2(b)所示，當(dāng)轉(zhuǎn)速較低時(shí)，溶解氧少，生物量及喹啉降解率都比較低; 隨著轉(zhuǎn)速的提高，溶解氧增多，此時(shí)菌體生長(zhǎng)較快，菌體呼吸旺盛，喹啉降解率也有所提高; 但當(dāng)轉(zhuǎn)速達(dá)到200 r ·min-1時(shí)，過高的氧分壓可能導(dǎo)致菌體生長(zhǎng)提前進(jìn)入衰退期或者對(duì)菌體產(chǎn)生毒害作用[30]而導(dǎo)致喹啉降解率下降. 因此，確定150 r ·min-1為最佳搖床轉(zhuǎn)速.

　　2.3.3 初始pH值對(duì)喹啉降解性能的影響

　　分別用1 mol ·L-1 HCl和NaOH調(diào)整無機(jī)鹽培養(yǎng)液的初始pH為6.0、 7.0、 8.0、 9.0和10.0，接種量10%、 150 r ·min-1、 30℃恒溫培養(yǎng)，考察不同初始pH條件下菌種生長(zhǎng)及喹啉降解性能. 從圖 2(c)、2(d)可以看出，喹啉降解所需的最適pH與菌體生長(zhǎng)的最適pH不同. 菌體生長(zhǎng)的最適pH為7.0，而該菌在初始pH值為6.0~10.0的條件下對(duì)喹啉都有一定的降解，且在初始pH為中性及堿性條件下對(duì)喹啉的降解效果較好. 在不同的酸堿體系中，DQS-01的代謝途徑可能會(huì)有所不同. 初始pH為微酸性和中性時(shí)，體系pH變化較小; 初始pH值為堿性溶液的體系隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)pH不斷降解從而向中性靠近[6]. 由于焦化廢水水質(zhì)偏堿性，故初始pH應(yīng)調(diào)整至8.0~10.0為宜，這與王培明等[31]的研究結(jié)果相同.

　　2.3.4 環(huán)境溫度對(duì)喹啉降解性能的影響

　　在接種量10%、 初始pH 8.0、 150 r ·min-1條件下考察溫度對(duì)喹啉降解性能及生物量的影響. 如圖 2(e)所示，菌體可在25~45℃范圍內(nèi)生長(zhǎng)，對(duì)環(huán)境溫度的適應(yīng)性較寬. 但隨著培養(yǎng)溫度的升高，其喹啉降解率及菌體生物量都受到一定影響. 當(dāng)培養(yǎng)溫度為35℃時(shí)DQS-01菌對(duì)喹啉降解率最高，菌體生物量也最大，因此確定35℃為最佳降解溫度.

　　2.4 DQS-01菌株降解譜的研究

　　在實(shí)際廢水處理系統(tǒng)中除喹啉外有多種污染物并存，對(duì)底物利用的廣譜性更有利于菌的生存以及實(shí)際應(yīng)用. 從圖 3可知，DQS-01對(duì)不同芳香族化合物的降解程度由易到難依次為： 喹啉>異喹啉>苯>吡啶>苯酚. 從圖 3(b)菌種進(jìn)入對(duì)數(shù)生長(zhǎng)期的時(shí)間來看，DQS-01能迅速利用喹啉及異喹啉，其次是吡啶，在以苯酚為碳源時(shí)菌體生長(zhǎng)速度最慢. 這一現(xiàn)象與以苯酚類化合物為主要成分的焦化廢水系統(tǒng)中，喹啉類化合物很難被降解相一致. 這可能是由于苯酚在代謝過程中所產(chǎn)生的代謝產(chǎn)物對(duì)喹啉降解酶系的活性有抑制作用.

　　圖 3 不同底物對(duì)DQS-01菌COD降解率及菌體生物量的影響

　　2.5 DQS-01菌對(duì)喹啉的降解動(dòng)力學(xué)

　　在上述獲得的最佳環(huán)境影響因素條件下，研究了DQS-01以喹啉為唯一碳源、 氮源和能源的降解動(dòng)力學(xué). 在不同初始喹啉培養(yǎng)液中，用Haldane方程[式(1)所示]對(duì)該菌株的降解動(dòng)力學(xué)進(jìn)行了模擬.

　　式中,μ為細(xì)胞比生長(zhǎng)速率(h-1); μmax為細(xì)胞最大比生長(zhǎng)速率(h-1); S為限制性底物質(zhì)量濃度(mg ·L-1); KS為半飽和系數(shù)(mg ·L-1); Ki為底物抑制系數(shù)(mg ·L-1),Ki越高則反映底物抑制作用越不明顯.

　　選擇喹啉初始濃度范圍為100~600 mg ·L-1，以μ-S作圖，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖 4所示. 隨著喹啉初始濃度的增加，菌體的比生長(zhǎng)速率呈現(xiàn)先增大后減小的趨勢(shì); 當(dāng)喹啉初始濃度為202mg ·L-1時(shí)，菌體的比生長(zhǎng)速率最大. 這是由于低喹啉濃度對(duì)菌體的抑制作用較弱; 當(dāng)喹啉濃度增加，菌體生長(zhǎng)受到的抑制越來越強(qiáng)烈，比生長(zhǎng)速率迅速下降. 運(yùn)用Origin軟件處理實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，用非線性最小二乘法對(duì)實(shí)驗(yàn)點(diǎn)進(jìn)行擬合，得到Haldane方程動(dòng)力學(xué)參數(shù)為：

　　μmax=0.640 h-1，KS=164 mg ·L-1，

　　Ki=253mg ·L-1 (R2=0.977)

　　圖 4 實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)與Haldane模型回歸曲線

　　2.6 DQS-01菌對(duì)焦化廢水降解的生物強(qiáng)化效果

　　為進(jìn)一步了解DQS-01菌在實(shí)際焦化廢水處理中應(yīng)用的可行性，按1.7.2節(jié)所述將菌株投入實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行的MBBR中，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表 2所示.

　　表 2 DQS-01高效喹啉降解菌對(duì)焦化廢水降解生物強(qiáng)化效果1)

　　(1)對(duì)照組 焦化廢水的降解主要來自填料對(duì)污染物的吸附及生物膜上各種微生物的降解作用. 當(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行至60 h時(shí)，降解率和降解速率達(dá)到最大; 但隨著系統(tǒng)運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)，附著在填料上生物膜開始增厚并從填料上解離下來，而且隨著焦化廢水中易降解有機(jī)物的減少，難降解有機(jī)物對(duì)系統(tǒng)中微生物的毒害作用進(jìn)一步加劇，使COD降解率和降解速率有所下降.

　　(2)單獨(dú)投加DQS-01菌 在系統(tǒng)運(yùn)行的0~12 h內(nèi)焦化廢水COD降解速率較慢，這主要是由于焦化廢水中含量最高的苯酚類化合物的存在抑制了DQS-01菌的生長(zhǎng)，此時(shí)苯酚類化合物的抑制作用占主導(dǎo)地位; 隨著降解時(shí)間的延長(zhǎng)，苯酚類化合物濃度逐漸降低，其抑制作用被逐漸解除，COD降解速率逐漸提高至36 h達(dá)到最大，這與2.3節(jié)的結(jié)論一致. 運(yùn)行36 h后，系統(tǒng)中苯酚類化合物已基本被降解，其他污染物對(duì)DQS-01菌的抑制作用占主導(dǎo)，因此COD降解速率開始下降.

　　(3)單獨(dú)投加本課題組篩選的高效苯酚降解菌D2 前12 h內(nèi)COD降解速率最快，這是由于該菌株對(duì)苯酚類化合物降解性能較好，能在較短時(shí)間內(nèi)將苯酚化合物降解掉. 當(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行48 h后，體系內(nèi)苯酚類化合物濃度變小，喹啉類化合物對(duì)D2菌生長(zhǎng)的抑制作用越來越明顯，降解速率開始變得緩慢，至72 h時(shí)焦化廢水COD降解率僅為78.2%.

　　(4)投加混合菌株 在MBBR中添加單一高效降解菌對(duì)焦化廢水降解效果不是十分理想. 因此本實(shí)驗(yàn)將高效菌株混合后用于焦化廢水處理，結(jié)果發(fā)現(xiàn)混合菌株在焦化廢水降解過程中有很好的協(xié)同作用——高效苯酚降解菌的存在解除了苯酚類化合物對(duì)喹啉降解菌的抑制作用; 而喹啉菌對(duì)喹啉的降解也降低了喹啉類化合物對(duì)苯酚降解菌的毒害作用. 在系統(tǒng)運(yùn)行60 h后，對(duì)焦化廢水COD的降解率達(dá)到84.2%，出水COD值為93.8 mg ·L-1，已經(jīng)達(dá)到煉焦工業(yè)污水排放的一級(jí)標(biāo)準(zhǔn); 當(dāng)系統(tǒng)運(yùn)行72 h后，COD降解率達(dá)到87.4%. 具體參見污水寶商城資料或http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　從焦化廠活性污泥中篩選得到1株能以喹啉為唯一碳源、 氮源、 能源的革蘭氏陰性細(xì)菌DQS-01菌株. 該菌株經(jīng)形態(tài)學(xué)觀察、 16S rRNA序列分析和系統(tǒng)發(fā)育分析鑒定為Acidovorax sp.，具有降解異喹啉、 苯、 吡啶、 苯酚等芳香族化合物的能力，降解譜較廣，可在喹啉濃度為50~600 mg ·L-1的溶液中生長(zhǎng)，具有較高的耐受能力. 利用該菌株與D2菌株的協(xié)同作用，在MBBR系統(tǒng)中對(duì)實(shí)際焦化廢水中進(jìn)行生物強(qiáng)化處理，系統(tǒng)運(yùn)行60 h后其COD降解率可達(dá)84.2%，出水COD值為93.8 mg ·L-1，已經(jīng)達(dá)到了煉焦工業(yè)污水排放的一級(jí)標(biāo)準(zhǔn).(來源及作者：太原理工大學(xué)煤科學(xué)與技術(shù)省部共建國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室培育基地 李靜、李文英)