微生物菌劑的構(gòu)建及其在城市污水處理中的應(yīng)用

張?zhí)m河 ，田 宇 ，郭靜波 ，趙 可 ，唐同同 ，王立剛，馬 放

（1 東北電力大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，吉林 吉林 132012；2 東北電力大學(xué)建筑工程學(xué)院，吉林 吉林 132012；3 哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，黑龍江 哈爾濱 150090）

生物強(qiáng)化技術(shù)[1]（bioaugmentation）通過向廢水處理系統(tǒng)中投加具有特殊功能的優(yōu)勢(shì)菌種或采用基因重組技術(shù)產(chǎn)生的高效菌種，使其與自然菌群協(xié)同作用，可提高系統(tǒng)對(duì)污染物和有害物質(zhì)的去除能力，優(yōu)化系統(tǒng)的性能，近年來得到了廣泛的研究與應(yīng)用。Britt等[2]研究發(fā)現(xiàn)，生物強(qiáng)化技術(shù)的實(shí)施使系統(tǒng)對(duì)生活污水中有機(jī)物的去除效率提高了36%。Wang等[3]采用高效混合菌群處理造紙廢水時(shí)發(fā)現(xiàn)，經(jīng)過生物強(qiáng)化的SBR 系統(tǒng)比未經(jīng)生物強(qiáng)化的系統(tǒng)所能承受的有機(jī)負(fù)荷高出30%。張文藝等[4]利用曝氣生物濾池生物強(qiáng)化技術(shù)考察重污染河水中的COD、NH4+-N等指標(biāo)的情況，結(jié)果發(fā)現(xiàn)其去除率均達(dá)到85%以上，出水濁度大大降低，出水水質(zhì)達(dá)到了地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。肖學(xué)梅等[5]采用生物強(qiáng)化技術(shù)對(duì)石油化工業(yè)堿渣廢水中主要污染物（如COD、揮發(fā)酚等）的去除率都高于98%，大幅度提高了有機(jī)物的處理負(fù)荷，且無二次污染。由此可見，通過投加優(yōu)勢(shì)菌種的生物強(qiáng)化技術(shù)可實(shí)現(xiàn)污染物的高效降解、提高有機(jī)負(fù)荷、縮短污泥馴化時(shí)間。生物強(qiáng)化技術(shù)結(jié)合其它生物治理技術(shù)已成為發(fā)展廢水生物治理技術(shù)的一種有效途徑[6]。

為了進(jìn)一步提高污水處理的效果，本研究通過對(duì)吉林市污水廠活性污泥中的微生物進(jìn)行了富集、分離和純化，篩選分離功能菌株，構(gòu)建微生物菌劑。在此基礎(chǔ)上，考察了投加微生物菌劑的SBR 反應(yīng)器處理實(shí)際城市污水的效能，并對(duì)SBR 中微生物的代謝活性和功能多樣性進(jìn)行了分析。

1 實(shí)驗(yàn)材料和方法

1.1 功能菌株的篩選與構(gòu)建

分別利用葡萄糖、可溶性淀粉、乙酸鈉、食用油、甘氨酸和牛血清白蛋白作為微生物的唯一碳源和能源，篩選分離功能菌，構(gòu)建微生物菌劑。富集、分離功能菌株的基礎(chǔ)液體培養(yǎng)基成分為：KH2PO4，1 g/L；MgSO4，1 g/L；NaCl，1 g/L；(NH4)2SO4，2 g/L；微量元素液，1 mL。在液體培養(yǎng)基中添加15～20 g 瓊脂即制成基礎(chǔ)固體培養(yǎng)基。其中，單一碳源的投加量分別為：葡萄糖，10 g/L；可溶性淀粉，10 g/L；乙酸鈉，10 g/L；食用油，10 mL；牛血清白蛋白，2 g/L；甘氨酸，10 g/L。微量元素液的成分為：FeSO4?7H2O，0.3 g/L；CuSO4?5H2O，0.038 g/L；MnSO4?H2O，0.169 g/L；ZnSO4?7H2O，0.115 g/L，H3BO3，0.116 g/L，CoCl2?6H2O，0.024 g/L；NaMo4?2H2O，0.017 g/L。所有培養(yǎng)基均采用高壓蒸汽滅菌，其中含有葡萄糖的培養(yǎng)基滅菌條件為115℃、15 min，其它培養(yǎng)基滅菌條件均為121℃、20 min。

功能菌的培養(yǎng)條件：培養(yǎng)基pH值為7.0，培養(yǎng)溫度為28℃，搖床轉(zhuǎn)速為140 r/min。利用COD去除率和微生物生長(zhǎng)量作為指標(biāo)篩選能夠高效降解有機(jī)底物的功能菌株，將篩選得到的功能菌群進(jìn)行復(fù)配，構(gòu)建高效微生物菌劑。

1.2 主要分析項(xiàng)目和檢測(cè)方法

水質(zhì)指標(biāo)的測(cè)定均參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》[7]中標(biāo)準(zhǔn)方法測(cè)定。COD 采用重鉻酸鉀法；TOC采用燃燒氧化-非色散紅外吸收法；TN 采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法；NH4+-N 采用納氏試劑分光光度法；MLSS、MLVSS 采用濾紙重量法；DO采用德國(guó)WTW 公司生產(chǎn)Oxi3310 型測(cè)定儀測(cè)定；pH值采用梅特勒-托利多公司生產(chǎn)的實(shí)驗(yàn)室FE20pH 計(jì)測(cè)定。

好氧呼吸速率（oxygen uptake rate，OUR）是指單位量的活性污泥在單位時(shí)間里所消耗的氧氣的量，是鑒定廢水可生化性的重要指標(biāo)；脫氫酶的活性 （triphenyltetrazolium chloride-dehydrogenase activity，TTC-DHA）在很大程度上能夠反映生物體的活性狀態(tài)，是考察污泥活性的一項(xiàng)重要指標(biāo)。二者的測(cè)定方法均參照文獻(xiàn)[8]。

Biolog 法是一種根據(jù)不同類型微生物利用碳源情況不同的原理，反映微生物群落代謝功能的有效方法，能夠比較分析微生物群落水平的多樣性及群落特征的差異[9]。Biolog 分析方法參見文獻(xiàn)[10]。本研究通過考察活性污泥樣品對(duì)Biolog 公司ECO 板上31 種碳源的利用情況，對(duì)比了投加微生物菌劑的活性污泥系統(tǒng)與只投加活性污泥的系統(tǒng)中微生物群落在代謝及功能方面的差異。

1.3 SBR 裝置的運(yùn)行

圖1 SBR 實(shí)驗(yàn)裝置示意圖

采用3 套平行運(yùn)行的SBR 反應(yīng)器（SBR1、SBR2和SBR3）進(jìn)行對(duì)比研究。SBR 采用透明有機(jī)玻璃制成，內(nèi)徑15 cm，有效高度30 cm，有效工作容積2.5 L，實(shí)際工作容積0.5 L，利用硼砂曝氣頭作為微孔曝氣器，采用ACO-003 電磁式空氣泵曝氣，通過氣體流量計(jì)控制曝氣泵的進(jìn)氣流量，攪拌速度140 r/min。pH 電極、DO 電極置于反應(yīng)器內(nèi)，實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)各項(xiàng)指標(biāo)的變化。采用KG316T時(shí)間繼電器控制每個(gè)運(yùn)行周期反應(yīng)時(shí)間。為了分析和取樣方便，反應(yīng)器設(shè)置3個(gè)取樣口，底部設(shè)有排泥口。SBR 運(yùn)行周期為8 h，瞬間進(jìn)水→曝氣6 h→靜置2 h→瞬間排水，進(jìn)出水為城市污水，通過換水量的增減調(diào)整進(jìn)水負(fù)荷。反應(yīng)器溫度控制在28℃左右，pH值在7.0～7.2 之間，DO 在3～5 mg/L 之間，污泥停留時(shí)間為20 天。其中，SBR1 只投加微生物菌劑（投加量0.03 g/L）；SBR2 只投加活性污泥（投加量0.6 g/L）；SBR3 同時(shí)投加活性污泥和所構(gòu)建的微生物菌劑。

2 結(jié)果與討論

2.1 功能菌株的篩選與特性

分別利用葡萄糖、可溶性淀粉、乙酸鈉、食用油、甘氨酸和牛血清白蛋白作為微生物的唯一碳源和能源，分離篩選得到23 株功能菌。其中，葡萄糖代謝功能菌5 株，分別記作P1、P2、P3、P4和P5；可溶性淀粉代謝功能菌5 株，分別記作K1、K2、K3、K4和K5；乙酸鈉代謝功能菌3 株，分別記作C1、C2和C3；食用油代謝功能菌3 株，分別記作Z1、Z2和Z3；甘氨酸代謝功能菌4 株，分別記作G1、G2、G3和G4；牛血清白蛋白代謝功能菌3株，分別記作N1、N2和N3。

利用COD和菌濁作為主要指標(biāo)，考察了不同功能菌在單一底物條件下，在SBR 反應(yīng)器中連續(xù)接種培養(yǎng)3 次的底物利用和菌株生長(zhǎng)的情況。3 次培養(yǎng)的平均結(jié)果如表1所示。由表1 可以看出，葡萄糖代謝功能菌的降解效能優(yōu)劣順序?yàn)镻1＞P3＞P5＞P4＞P2；可溶性淀粉代謝功能菌的降解效能優(yōu)劣順序?yàn)镵2＞K4＞K5＞K3＞K1；乙酸鈉代謝功能菌的降解效能的優(yōu)劣順序?yàn)镃3＞C2＞C1；食用油代謝功能菌的降解效能的優(yōu)劣順序?yàn)閆2＞Z1＞Z3；牛血清白蛋白代謝功能菌的降解效能的優(yōu)劣順序?yàn)镹1＞N3＞N2；甘氨酸代謝功能菌降解效能的優(yōu)劣順序?yàn)镚4＞G1＞G3＞G2。因此，初步確定用于微生物菌劑構(gòu)建的菌株為P1、P3、K2、K4、C3、C2、Z2、Z1、N1、N3、G4和G1，并在功能菌群的復(fù)配中進(jìn)一步驗(yàn)證其效能及生長(zhǎng)情況。

表1 功能菌株的污染物代謝能力及生長(zhǎng)情況

表2 優(yōu)勢(shì)菌的篩選結(jié)果

2.2 同類功能菌群的復(fù)配與構(gòu)建

通過同類功能菌混合正交實(shí)驗(yàn)，考察功能菌對(duì)不同底物的代謝能力，其主因子順序及最佳配比如表2所示。正交實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，每類功能菌群中起關(guān)鍵主導(dǎo)作用的菌株分別為P1、P3、K2、K4、C2、C3、Z1、Z2、G1、G4、N1和N3，與6 類功能菌株的污染物代謝能力研究結(jié)果相一致。通過考察不同配比條件下功能菌群對(duì)相應(yīng)底物的降解和生長(zhǎng)情況，獲得同類功能菌群的最佳質(zhì)量配比為P3∶P1=1∶1，K4∶K2=1∶1，C2∶C3=1∶1，G1∶G4=1∶1，Z2∶Z1=2∶1，N3∶N1=1∶1。

圖2 不同功能菌群配比下微生物菌劑對(duì)城市污水的處理效果

利用城市污水作為底物，采用正交實(shí)驗(yàn)L25(56)，考察了不同功能菌群組合比例下微生物菌劑對(duì)TP、TN、TOC等污染物指標(biāo)的去除效果，結(jié)果如圖2所示。由圖2 可知，當(dāng)功能菌群配比為Z∶P∶G∶K∶N∶C=2∶3∶5∶1∶4∶2時(shí)，活性污泥對(duì)實(shí)際污水中TP、TN、TOC的去除率達(dá)到最高，分別為93.82%、96.00%和82.57%，且極差分析結(jié)果表明各類功能菌群的降解能力大小排序?yàn)閆＞P＞G＞K＞N＞C。在TP、TN和TOC 三個(gè)指標(biāo)的處理效果上，食用油代謝菌對(duì)其去除率最高，乙酸鈉代謝菌對(duì)其去除率最低；甘氨酸代謝菌對(duì)污水中TOC的去除率相對(duì)較低，則在復(fù)配中所需投加量增加；可溶性淀粉代謝菌對(duì)TOC的去除率較高，則在復(fù)配中所需投加量較少。由此可見，由6 類功能菌構(gòu)建的微生物菌劑對(duì)污水中有機(jī)污染物具有良好的降解效能，并在極短的適應(yīng)期后使整個(gè)處理系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行，最后將功能菌群最佳復(fù)配比例確定為Z∶P∶G∶K∶N∶C=2∶3∶5∶1∶4∶2。

2.3 微生物菌劑對(duì)城市污水中有機(jī)物去除效果及脫氮效果的影響

COD 作為衡量水體有機(jī)污染物污染程度的重要指標(biāo)，只能將部分有機(jī)物質(zhì)氧化；TOC 采用燃燒法測(cè)定，能將水中有機(jī)物全部氧化，因此，采用COD和TOC 作為主要指標(biāo)，考察微生物菌劑對(duì)城市污水中有機(jī)污染物的去除效果。

SBR1、SBR2、SBR3的進(jìn)水容積負(fù)荷及出水水質(zhì)情況如圖3所示。從圖3 可知，隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，在進(jìn)水容積負(fù)荷從0.57 kgCOD/(m3·d)增加到1.01 kgCOD/(m3·d)的過程中，SBR1的出水中COD濃度波動(dòng)較大，進(jìn)水負(fù)荷對(duì)出水效果影響顯著；SBR2的出水中COD 及TOC 濃度相對(duì)穩(wěn)定，但均大于SBR3；SBR3的出水效果最好，耐沖擊負(fù)荷能力最強(qiáng)，系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定。其原因可能是：①SBR3中投加的活性污泥本身活性較高，適應(yīng)城市污水環(huán)境能力強(qiáng)，同時(shí)為微生物菌劑的生長(zhǎng)提供良好的載體，使微生物菌劑在污水中的適應(yīng)期相對(duì)縮短[11]；②微生物菌劑與活性污泥同時(shí)投加有利于各菌群協(xié)同共生，形成微生物群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定且多樣性較高的生態(tài)系統(tǒng)[12]，從而增加了系統(tǒng)對(duì)有機(jī)物的降解效能。傳統(tǒng)的脫氮工藝基于硝化作用和反硝化作用的結(jié)合，由有機(jī)氨氮化、硝化、反硝化及微生物同化4個(gè)過程共同作用完成。本研究考察了SBR1、SBR2、SBR3 出水NH4+-N 與TN 濃度的變化，結(jié)果如圖4所示。從圖4 可以看出，隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，在進(jìn)水容積負(fù)荷從0.57 kgCOD/(m3·d)增加到1.01 kgCOD/(m3·d)的過程中，SBR1、SBR2、SBR3三個(gè)系統(tǒng)運(yùn)行期間出水NH4+-N 及TN 濃度均下降，但是SBR3 出水效果最好，優(yōu)于SBR1和SBR2。

這可能是由于：①在SBR 反應(yīng)器中，運(yùn)行初期微生物膠團(tuán)外表面含有較高濃度的溶解氧，與異養(yǎng)菌相比，氨化菌和硝化菌在系統(tǒng)中占有優(yōu)勢(shì)；隨著反應(yīng)的進(jìn)行及溶解氧的消耗，反硝化菌逐漸占優(yōu)勢(shì)，異養(yǎng)菌經(jīng)過適應(yīng)期與系統(tǒng)中微生物群落產(chǎn)生協(xié)同作用，因此對(duì)污水中有機(jī)物及氮的去除效果越來越好[13]；②在SBR2和SBR3 中投加的活性污泥本身活性較高，對(duì)污水環(huán)境有較強(qiáng)的適應(yīng)能力，能夠與微生物菌劑形成復(fù)雜而穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng)，從而提高脫氮效果；③從構(gòu)建微生物菌劑的正交實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知，微生物菌劑本身對(duì)營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)有較高的降解利用能力，但單獨(dú)投加微生物菌劑的系統(tǒng)中缺乏微生物附著場(chǎng)所，所以微生物生長(zhǎng)繁殖受到限制，同時(shí)，進(jìn)水負(fù)荷的增加使水流剪切力增大，因此SBR1 中微生物流失嚴(yán)重，脫氮效果不佳[14]。

2.4 微生物菌劑強(qiáng)化系統(tǒng)的代謝活性和菌群多樣性分析

OUR 通過測(cè)定污泥的呼吸速率能夠間接表征活性污泥的生理狀況和代謝活性，脫氫酶是微生物降解有機(jī)污染物和獲得能量的必需酶[15]，TTC-DHA直接關(guān)系到有機(jī)物降解速度及生物處理設(shè)施的運(yùn)行效果[16]。因此，采用OUR和TTC-DHA 表征污泥生物活性的大小。

好氧呼吸速率計(jì)算公式如式（1）。

式中，OUR為單位質(zhì)量污泥在單位時(shí)間內(nèi)利用的氧量，mgO2/(gMLVSS·h)；t1為初始時(shí)間；t2為末時(shí)間；DO1為t1時(shí)刻溶解氧濃度，mgO2/L；DO2為t2時(shí)刻溶解氧濃度，mgO2/L；MLVSS為污泥濃度，mg/L。

脫氫酶的活性（TTC-DHA）的計(jì)算如式（2）。

式中，X為脫氫酶活性，TFμg/(gMLVSS·h)；A為在已知標(biāo)準(zhǔn)曲線中根據(jù)吸光度（OD）值算得的TF 含量；B為實(shí)際反應(yīng)時(shí)間，h；C為測(cè)OD時(shí)試樣所稀釋的倍數(shù)。

SBR 中污泥生物活性的對(duì)比實(shí)驗(yàn)結(jié)果如表3所示。由表3 可知，SBR3 中表征污泥生物活性的OUR和TTC-DHA 數(shù)值均高于SBR2。閆怡新等[17]研究了利用低強(qiáng)度超聲波強(qiáng)化污水生物處理中超聲處理污泥比例的影響，發(fā)現(xiàn)在污泥比例為10%的條件下，OUR 提高了12%，OUR 最大值為9.0mgO2/(gMLVSS·h)時(shí)，SBR 反應(yīng)器對(duì)有機(jī)物的去除率提高了5%。張良等[18]對(duì)太原市第二焦化廠曝氣池活性污泥中篩選出的優(yōu)勢(shì)菌株進(jìn)行了TTC-DHA 測(cè)定，發(fā)現(xiàn)經(jīng)固化后投入活性污泥和優(yōu)勢(shì)混合菌的反應(yīng)器中TTC-DHA的平均值為26.715 TFμg/(gMLVSS·h)，有機(jī)物去除效果最好，COD 去除率最大可提高22.6%。本研究與閆怡新、張良等的實(shí)驗(yàn)結(jié)果相似，SBR3的OUR 及TTC-DHA值預(yù)期研究結(jié)果相近，實(shí)現(xiàn)了對(duì)有機(jī)污染物的高效去除。SBR3 中微生物生長(zhǎng)能力強(qiáng)、代謝活性高、降解有機(jī)物的能力強(qiáng)[19]，SBR3 運(yùn)行效果優(yōu)于SBR2。

利用Biolog比較分析微生物群落水平的多樣性及群落特征的差異，AWCD 可以評(píng)判微生物群落的碳源利用能力，指示微生物代謝活性；Shannon 指數(shù)可以表征微生物群落豐富度，Simpson 指數(shù)評(píng)估微生物群落優(yōu)勢(shì)度，McIntosh 指數(shù)反映微生物群落均勻度[20]。Biolog 分析結(jié)果如表4所示，SBR3 中微生物群落的Shannon 指數(shù)、Simpson 指數(shù)及McIntosh 指數(shù)都大于傳統(tǒng)未經(jīng)生物強(qiáng)化的SBR2，且標(biāo)準(zhǔn)差較小。因此，經(jīng)生物強(qiáng)化的SBR3 中活性污泥的代謝活性優(yōu)于未經(jīng)生物強(qiáng)化的SBR2 中的活性污泥[21]，SBR3 中微生物群落比SBR2 有較高的生物群落多樣性和碳源利用能力[22]，即SBR3 中能利用有關(guān)碳底物的微生物數(shù)量較多，且微生物群落反應(yīng)速度均優(yōu)于SBR2，有較好的群落物種均一性[23]。

表3 SBR2和SBR3 中污泥生物活性對(duì)比實(shí)驗(yàn)結(jié)果

表4 SBR2和SBR3 中微生物群落功能多樣性的變化

3 結(jié)論

本研究中構(gòu)成微生物菌劑的高效菌株均來源于受污染環(huán)境，該菌劑的環(huán)境安全性較好。通過SBR 運(yùn)行效果及微生物代謝活性和菌群結(jié)構(gòu)分析，投加生物菌劑的生物強(qiáng)化系統(tǒng)處理能力高且代謝活性強(qiáng)，在提高系統(tǒng)處理效率的同時(shí)降低了處理費(fèi)用。因此，通過微生物菌劑的投加實(shí)施生物強(qiáng)化，為城市污水處理提供了新的研究思路。主要結(jié)論如下。

（1）通過對(duì)篩選到的6 類優(yōu)勢(shì)功能菌株的正交實(shí)驗(yàn)分析，得出對(duì)城市污水有機(jī)物降解效率高、環(huán)境適應(yīng)能力強(qiáng)的微生物菌劑的最佳配比為Z∶P∶G∶K∶N∶C=2∶3∶5∶1∶4∶2。

（2）微生物菌劑與活性污泥的結(jié)合可實(shí)現(xiàn)其效能的有效發(fā)揮，生物強(qiáng)化提高了系統(tǒng)對(duì)有機(jī)物的處理效果、抗沖擊負(fù)荷能力、微生物生長(zhǎng)能力和代謝活性，優(yōu)化了微生物群落結(jié)構(gòu)。

（3）采用人工復(fù)配的方法，從環(huán)境中篩選功能菌株，構(gòu)建微生物菌劑，實(shí)施生物強(qiáng)化技術(shù)提高城市污水處理廠的綜合處理能力在理論及實(shí)踐上是可行的。

[1]Boon N，Top E M，Verstraete W，et al.Bio-augmentation as a tool to protect the structure and function of an activated-sludge microbial community against a 3-chloroaniline shock load[J].Applied and Environmental Microbiology，2009，69（3）：1511-1520.

[2]Britt M W，Jeppe L N，Kristian K，et al.Influence of microbial activity on the stability of activated sludge flocs[J].Colloids and Surfaces B：Biointerfaces，2000，18（2）：145-156.

[3]Wang H L，Liu G S，Li P，et al.The effect of bio-augmentation on the performance of sequencing batch reactor and sludge characteristics in the treatment process of papermaking wastewater[J].Bioprocess Bio-systems Engineering，2006，29（5-6）：283-289.

[4]張文藝，翟建平，李琴，等.曝氣生物濾池生物強(qiáng)化法處理重污染河水[J].哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2006，38（11）：1857-1864.

[5]肖學(xué)梅，李杰，路斌，等.生物強(qiáng)化技術(shù)處理化工堿渣廢水[J].遼寧化工，2011（8）：813-816.

[6]梁立偉，趙興龍.生物強(qiáng)化技術(shù)在污水處理中的應(yīng)用[J].油氣田環(huán)境保護(hù)，2006（6）：1-3.

[7]魏復(fù)盛主編.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[M].第4 版.北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，2002：465-581.

[8]馬放主編.污染控制微生物學(xué)實(shí)驗(yàn)[M].哈爾濱：哈爾濱工業(yè)大學(xué)出版社，2002：56-87.

[9]李勝華，劉克星，廖宗文.特征碳源簡(jiǎn)化土壤微生物Biolog 測(cè)定的方法及應(yīng)用[J].中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)，2010，43（3）：523-528.

[10]席勁瑛，胡洪營(yíng)，錢易.Biolog 方法在環(huán)境微生物群落研究中的應(yīng)用[J].微生物學(xué)報(bào)，2003，43（1）：138-141.

[11]李粉玲，趙慶鵬.城市生活污水處理中活性污泥法與生物膜法工藝綜述與比較[J].應(yīng)用技術(shù)，2010（9）：68-69.

[12]蘇月來，謝雨生，張建中，等.有毒難降解有機(jī)物廢水處理的生物強(qiáng)化技術(shù)[J].環(huán)境污染與防治，1999（1）：36-39.

[13]朱紅萍.生物絮凝劑吸附強(qiáng)化處理工藝在城市污水處理中的應(yīng)用[J].資源與環(huán)境保護(hù)，2007（6）：64-65.

[14]楊文.曝氣生物濾池深度處理城市污水的優(yōu)化試驗(yàn)研究[D].太原：太原理工大學(xué)，2012：27-31.

[15]尹軍，付瑤，薦志遠(yuǎn)，等.TTC-脫氫酶活性測(cè)定儀的研制[J].吉林建筑工程學(xué)院學(xué)報(bào)，2003，20（2）：1-4.

[16]洪梅.脫氫酶活性檢測(cè)技術(shù)在污水處理廠的應(yīng)用研究[J].石油化工環(huán)境保護(hù)，2001（4）：30-33.

[17]閆怡新，劉紅.低強(qiáng)度超聲波強(qiáng)化污水生物處理中超聲輻照污泥比例的優(yōu)化選擇[J].環(huán)境科學(xué)，2006，27（5）：903-908.

[18]張良，楊云龍.用TTC-脫氫酶活性測(cè)定法篩選焦化廢水優(yōu)勢(shì)菌[J].山西建筑，2008，34（8）：202-203.

[19]鄭秋輝.廢水OUR值在線監(jiān)測(cè)初步研究[D].廣州：廣州大學(xué)，2010：21-24.

[20]申衛(wèi)收，林先貴，張華勇，等.不同施肥處理下蔬菜塑料大棚土壤微生物活性及功能多樣性[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2008，28（6）：2682-2689.

[21]田雅楠，王紅旗.Biolog 法在環(huán)境微生物功能多樣性研究中的應(yīng)用[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2011，34（3）：50-57.

[22]王強(qiáng)，戴九蘭，吳大千，等.微生物生態(tài)研究中基于BIOLOG 方法的數(shù)據(jù)分析[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，30（3）：817-823.

[23]楊永華，姚健，華曉梅.農(nóng)藥污染對(duì)土壤微生物群落功能多樣性的影響[J].微生物學(xué)雜志，2000，20（2）：23-25.