董瑩　時紹鵬　宋誠　劉春紅　徐顏軍　劉鴻　王興祖

摘 要：煤氣化廢水難降解有機物含量高、毒性大，常規(guī)生化處理很難達到理想的處理效果。以煤氣化廢水生化處理出水為研究對象，采用生物菌劑和促生劑來強化煤氣化廢水的生化處理效果，探討生物強化的微生物機制。反復批式實驗結果表明，單獨投加原油降解菌群對廢水的化學需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）去除效果最好，與只投加污泥的空白相比，可使3個實驗周期內(nèi)平均COD去除率提高19.7%;單獨投加促生劑能使早期出水COD濃度顯著下降，但效果難以維持長久;聯(lián)合投加原油降解菌群和吐溫80，可使30 d內(nèi)COD平均去除率提高21.5%。微生物生態(tài)學分析表明，促生劑和菌劑聯(lián)合強化對煤氣化廢水中優(yōu)勢菌屬Candidatus Competibacter和Defluviimonas的影響較小，但明顯增加了系統(tǒng)中的微生物多樣性;在微生物互作關系網(wǎng)中，具有較高權重和緊密中心性的Limnobacter和Gaiella是煤氣化廢水處理系統(tǒng)中的關鍵物種;香草醛和香草酸鹽降解途徑是煤氣化廢水處理系統(tǒng)中微生物的關鍵降解途徑，推測香草醛或香草酸鹽是煤氣化廢水中多種復雜有機物降解的共同中間體或結構類似物。

關鍵詞：煤氣化廢水;生物強化;微生物促生劑;關鍵物種

中圖分類號：X703.1 文獻標志碼：A 文章編號：2096-6717（2022）04-0140-09

Effect of bioaugmentation on treatment efficiency of effluent from coal gasification wastewater biotreatment and microbial community

DONG Ying1，2， SHI Shaopeng3，4， SONG Cheng3，4， LIU Chunhong1，2， XU Yanjun1，2， LIU Hong3，4， WANG Xingzu3，4

（1.Zhejiang Energy R&D Institute Co.， Ltd.， Hangzhou 311121， P. R. China; 2. Engineering Research Center for New Industrial Water Resources of Zhejiang Province， Hangzhou 311121， P. R. China; 3. Research Center for Process and Prevention of Water Pollution， Chongqing Institute of Green and Intelligent Technology， Chinese Academy of Sciences， Chongqing 400714， P. R. China; 4. College of Resource and Environment， University of Chinese Academy of Sciences， Beijing 100049， P. R. China）

Abstract： Coal gasification wastewater is difficult to treat by conventional biological processes due to the high load of recalcitrant organic matter and high toxicity. In this study， a growth promoting agents and bacterial consortia were used to enhance the treatment efficiency of secondary effluent from coal gasification wastewater， and the microbial mechanism of the bioaugmentation was discussed. The results showed that an addition of crude oil degrading-bacteria has a significant positive effect on chemical oxygen demand （COD） removal from wastewater， in which the average COD removal rate during the first three cycles was increased by 19.7%， compared with the control group without bioaugmentation. In contrast， the addition of growth promoting agents can significantly reduce the COD concentration during the first cycle， but the strengthening effects is difficult to maintain for a long time. The average COD removal rate was increased by 21.5% by supplementing both crude oil-degrading bacteria and Tween 80 during the six cycles， compared with the control group without bioaugmentation. It showed that the combined addition of growth promoting agents and bacterial consortia has good stability and sustainability. Furthermore， a high-throughput sequencing analysis showed that the addition of growth promoting agents and bacterial consortia has little effect on dominant genus （such as Candidatus Competibacter and Defluviimona）， but significantly increased the diversity of microbial communities. Limnobacter and Gaiella with high weight and closeness centrality are the keystone taxa in the coal gasification wastewater treatment system. Meanwhile， super pathways of vanillin and vanillate degradation are the key degradation pathways of microorganisms， indicating that the vanillin and vanillate may be the common degradation intermediates or their structural analogues of a variety of complex organic compounds in coal gasification wastewater.

Keywords：coal gasification wastewater; bioaugmentation; microorganism growth promoting agent; keystone taxa

煤炭行業(yè)是中國當前經(jīng)濟發(fā)展的重要組成部分，也是重要的戰(zhàn)略資源[1]。然而，煤氣化項目需水量巨大，同時也會產(chǎn)生大量工業(yè)廢水，這些廢水成分復雜，污染程度高，對生態(tài)環(huán)境破壞極大[2-4]。目前，煤氣化廢水深度處理并回用主要采用預處理、生化處理和深度處理的組合工藝，由于煤氣化廢水生化處理單元效率低，造成后續(xù)深度處理負荷偏高、綜合處理成本居高不下[5-6]。進一步提高生化單元處理效率，降低深度處理單元的運營成本，成為整個煤氣化廢水處理過程節(jié)能降耗的關鍵[7-8]。

生物強化技術是通過投加具有特定功能的微生物、營養(yǎng)物或基質(zhì)類似物，增強處理系統(tǒng)對特定污染物的降解能力，提高降解速率，達到有效處理難降解有機物廢水的目的[9]。通過向煤化工廢水中投放具有特殊功能的微生物可以有效地提高難降解有機物的生物處理效果，并維持廢水處理系統(tǒng)在不利環(huán)境條件下的運行穩(wěn)定性[2，10]。此外，表面活性劑類物質(zhì)可以作為微生物促生劑，克服疏水性有機物較差的生物利用度和提高營養(yǎng)攝取率，從而用于強化焦化廢水、石油烴類廢水等的生物處理[11-13]。但在連續(xù)流煤氣化廢水處理系統(tǒng)中，往往需要頻繁投加生物菌劑或促生劑來達到較高的處理效果[14-15]。這主要歸因于微生物與環(huán)境、微生物與促生劑以及微生物之間的作用關系錯綜復雜，只有在充分把握菌劑的降解能力、促生劑的作用原理以及微生物交互作用的基礎上，才有可能充分發(fā)揮生物強化的效能[16-17]。

針對煤氣化廢水生化尾水殘余有機物濃度高、難生物降解等問題，采用微生物促生劑和微生物菌劑聯(lián)合投加的方式強化煤氣化尾水的進一步處理，同時運用分子生態(tài)學方法解析了該體系中微生物群落的交互作用以及關鍵代謝途徑，為實際煤氣化廢水的生物強化處理提供理論基礎和技術指導。

1 材料與方法

1.1 廢水與污泥

實驗廢水來自某煤氣化廢水處理廠兩級缺氧/好氧（A/O）工藝出水，實驗接種污泥來自該廠O池，接種污泥 SS=10.4 g/L，VSS=8.7 g/L。

1.2 促生劑與菌劑

實驗采用的促生劑與菌劑主要組成見表1。促生劑主要成分包埋于聚乳酸當中，比例為1∶100，包埋后的促生劑研磨成粒徑小于50目的粉末。菌劑分別為降解木質(zhì)素、吡啶、1，5-萘二磺酸鈉和原油的微生物富集培養(yǎng)物。

1.3 實驗方法

反應體系為250 mL錐形瓶，廢水添加量為100 mL，錐形瓶用透氣硅膠塞封口，以維持體系的好氧狀態(tài)。接種污泥為某煤氣化廢水處理廠O池污泥，各反應體系污泥接種量均為1 mL，初始pH值均為8.41。實驗方式為反復批式實驗，促生劑和菌劑均在培養(yǎng)初期一次性投加，后續(xù)周期中不再追加。定期取樣檢測體系上清液COD，然后用煤氣化廢水置換上清液，開始下一周期培養(yǎng)。錐形瓶置于生化培養(yǎng)箱中（30±0.5） ℃避光靜置培養(yǎng)，每隔一段時間取樣測定水質(zhì)指標。

在促生劑和菌劑單一強化實驗中，促生劑投加量為0.5 g/L，菌劑投加量為0.5 mL/L。在促生劑與菌劑的聯(lián)合強化實驗中，促生劑和菌劑的投加量與單一強化相同，復配方案見表2。在促生劑和菌劑投加量優(yōu)化實驗中，設定0、0.1、0.5、1.0、2.0 g/L共5個聯(lián)合投加濃度，促生劑與菌劑的質(zhì)量比例為1∶1。

1.4 分析方法

水質(zhì)分析。COD、氨氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮和總磷均采用國家規(guī)定的標準方法測定。庫倫生化需氧量（BODq）采用BOD-Q水質(zhì)測定儀（LL-IS型，重慶中科德馨環(huán)?？萍加邢薰荆y定。水樣的氣質(zhì)聯(lián)用（Gas chromatography-mass spectrometer，GC-MS）分析。將煤氣化廢水水樣以0.45 μm微濾膜過濾，然后將500 mL濾液加入到1 L容量瓶中，并分別在中性（pH=7.0）、堿性（pH=12.0）和酸性（pH=2.0）條件下以二氯甲烷萃取水樣，每種條件下重復三次。合并上述有機相溶液，并用600 ℃烘干的無水硫酸鈉對萃取液進行脫水。采用Hei-VAP Precision（ML）旋轉蒸發(fā)儀將脫水后的萃取液濃縮至 2～3 mL。濃縮后的萃取液采用Agilent 7890A-5977A氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀分析。進樣量：1 μL;進樣口溫度：250℃;分流比：無分流;色譜柱：DB-5（30 m×0.25 mm×0.25 μm）;柱溫：初溫50 ℃保持2 min，然后以10 ℃/min程序升溫至250 ℃;載氣流速：1 mL/min;氣質(zhì)接口溫度：250 ℃;電子能量：70 V;掃描質(zhì)量：15～500;溶劑延遲：3 min;譜庫：NIST 2011。

微生物多樣性分析。將污泥樣品送至上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司進行16S rDNA高通量分析，所用引物為515F/907R。采用Cytoscape 3.8.0軟件，基于Pearson和Spearman相關性，進行微生物交互分析?；赑ICRUSt2功能預測數(shù)據(jù)，采用Gephi 0.9.1軟件，對微生物MetaCyc 途徑進行分析。采用FAPROTAX軟件及其Python腳本，對微生物功能進行預測。

2 結果與討論

2.1 現(xiàn)場A/O工藝中污染物及微生物分析

煤氣化廢水生化處理出水見表3。煤氣化廢水經(jīng)過現(xiàn)場兩級A/O工藝處理后，廢水中的COD濃度仍達343.71 mg/L，處于較高濃度。此類水若直接進入后續(xù)高級氧化單元將明顯增加該單元負荷，導致高級氧化藥劑等費用升高，有必要對該水做進一步生化處理以減輕后續(xù)深度處理負荷，降低整套工藝的運營成本。同時，廢水中的BODq濃度為0.56 mg/L，可生化性較差，采用單純菌劑投加的方式可能難以取得較好的強化效果。廢水中氨氮、總氮和總磷的濃度分別為53.44、75.16、0.45 mg/L，可滿足微生物生長需要。通過GC-MS分析可知（圖1），經(jīng)過兩級A/O處理，廢水中仍含有多種芳環(huán)類、直鏈烴類和氮雜環(huán)類等化合物，典型的有機物有苯并三唑（圖1（a））、鄰二甲苯（圖1（b））和十九烷（圖1（c））等。

從現(xiàn)場A/O工藝中取泥進行微生物16S rDNA高通量測序分析，結果如圖2所示。從屬水平來看，A段和O段中的微生物組成較為接近，優(yōu)勢菌屬為Candidatus Competibacter、Ferruginibacter、Unclassified Comamonadaceae、Limnobacter、Ottowia和Defluviimonas。Candidatus Competibacter和Defluviimonas為典型的好氧型聚糖菌，能在營養(yǎng)豐富時合成聚羥基脂肪酸酯，以度過有機碳源匱乏的不利時期[18]。Candidatus Competibacter和Defluviimonas的大量存在可能與工藝進水水質(zhì)周期波動引起的污泥間歇饑餓有關。同時，Defluviimonas也被報道能夠降解稠環(huán)芳烴類化合物[19]。Ferruginibacter常在處理各類廢水的活性污泥中被發(fā)現(xiàn)，能夠分泌大量胞外聚合物，被認為與污泥絮體和生物膜的形成有關[20]，也有研究報道Ferruginibacter能夠降解農(nóng)藥“阿特拉津”等難降解有機物[21-22]。Limnobacter屬于化能有機營養(yǎng)異養(yǎng)型微生物，能夠降解脂肪族和芳香族等多種難降解性化合物，常見于受原油污染的環(huán)境中[23]。基于以上水質(zhì)和微生物分析，選擇降解吡啶、磺酸萘和原油類的菌群開展后續(xù)的生物強化研究。

2.2 單一促生劑和菌劑的強化

從實驗室現(xiàn)有庫中選定菌劑和促生劑，考察單一促生劑和菌劑對實際煤氣化廢水的生物強化效果。反復批式實驗結果表明（圖3），單獨投加原油降解菌群（菌劑4）對廢水的COD去除效果最高，在3個周期中，出水COD濃度維持在170～190 mg/L之間（圖3（a））;與只投加污泥的空白相比，平均COD去除率提高了19.7%。菌劑1～3的強化效果略差，其出水COD始終在200 mg/L以上，但在3個周期中均表現(xiàn)出一定強化效果。由于每周期結束時排出上清液，菌劑會有流失，因此，菌劑效果的維持應該與菌劑在體系中的增殖有關。單獨投加促生劑在周期1中能夠顯著提高廢水的COD去除效果，出水COD濃度迅速下降到150 mg/L左右;但在后續(xù)周期2、周期3當中出水COD濃度迅速升高，效果不能維持長久（圖3（b）），表明隨著周期更替，促生劑有明顯流失。綜上，單獨投加菌劑能夠維持生物強化的作用時間，但出水COD濃度仍較高;單獨投加促生劑能使初期出水COD濃度顯著下降，但效果不能維持長久。因此，后續(xù)實驗考慮二者聯(lián)合投加。

2.3 促生劑和菌劑的聯(lián)合強化

為進一步提高強化效果，開展不同促生劑和菌劑的聯(lián)合強化實驗。結果表明（圖4），促生劑和菌劑聯(lián)合使用可彌補單一菌劑或促生劑的不足，其中，投加復配3（原油降解污泥+吐溫80）的效果較好。從作用時間上看，投加復配3的組合強化作用時間可達到30 d左右;從出水來看，在測試的6個周期內(nèi)，出水平均COD濃度在150 mg/L左右，與未強化的污泥相比，COD平均去除率上升了21.5%。除了復配3，其它復配組均不能同時滿足降低出水COD濃度和延長作用時間的要求?？赡艿脑虬ǎ涸徒到饩鷮ν闊N、芳香烴等烴類具有較高的降解能力，對于本研究中采用的煤氣化廢水中的多種烷烴類化合物具有較好的處理效果;吐溫80為表面活性劑，該類化合物已被報道對煤氣化廢水的生化降解具有較好的促進效果，其作用原理包括提高細菌細胞與烷烴類的親和性、改善細胞膜通透性等[11-13]。因此，將原油降解菌群和吐溫80的復配3作為進一步研究的對象。

2.4 促生劑和菌劑投加量優(yōu)化

為指導后續(xù)的工程投加，開展了促生劑和菌劑投加量（復配3）的測試。結果表明，隨著復配3投加量的增加，出水COD濃度逐漸降低（圖5）。當投加量為0.5 g/L時，在全部6個測試周期中，出水COD濃度維持在139～168 mg/L之間;與不加促生劑和菌劑的污泥相比，平均COD去除率提高了20.1%。從復配3的效價來看，隨著投加量的增加，復配3的效價迅速下降。當投加量從0.1 g/L上升到2.0 g/L，復配3的效價從534 mg COD/mg復配3下降到38.5 mg COD/mg復配3。當投加量超過0.5 g/L時，COD削減效果開始減弱;當投加量達到2.0 g/L時，與0.5 g/L的投加量相比，平均COD去除率僅提高了2.3%。綜合COD去除效率與復配3效價兩方面考慮，將0.5 g/L作為復配3的最佳投加量。

2.5 微生物群落結構分析

為進一步了解復配3生物強化對微生物群落的影響，對促生劑和菌劑聯(lián)合強化后的微生物進行了16S rDNA對比分析。Alpha多樣性分析表明（表4），經(jīng)過生物強化后，復配3組的Shannon指數(shù)（5.440）高于未強化的污泥空白（5.346），而復配3組的Simpson指數(shù)（0.011）低于未強化的污泥空白（0.012），表明復配3的投加增加了微生物多樣性。從屬水平微生物群落結構來看（圖6），有無促生劑/菌劑投加對微生物優(yōu)勢菌屬的影響不大，norank_f_SBR1031（4.4%～7.5%）、SM1A02（3.1%～10.4%）、norank_f_Pirellulaceae（3.6%～5.0%）、Limnobacter（2.6%～5.0%）、norank_f_Sutterellaceae（1.7%～3.8%）和norank_f_67-14（1.7%～3.4%）為所有樣品中的優(yōu)勢菌屬，表明煤氣化廢水污泥中的微生物菌群高度穩(wěn)定，生物強化的效果通過提高微生物多樣性并增強種間協(xié)同作用實現(xiàn)。同時，從微生物屬水平分析可知，煤氣化廢水處理的優(yōu)勢物種中存在大量未分類或未命名的微生物，由于這些微生物尚未分類和命名，其具體的功能特性尚無法獲知。

微生物交互分析表明（圖7），Limnobacter和Gaiella具有較高的權重和緊密中心性，它們是煤氣化廢水處理系統(tǒng)中的關鍵物種。關鍵物種為特定環(huán)境體系中的核心微生物，能夠維持整個微生物群體的穩(wěn)定性。Limnobacter屬于化能有機營養(yǎng)型生物，可氧化還原態(tài)的硫化合物獲得能量，能夠降解多種脂肪族和芳香族化合物[24-25]，在原油污染的環(huán)境中具有較高的豐度。關于Gaiella生理特性的報道則十分有限。已知Gaiella是嗜熱油菌綱中的成員，該菌綱下的多個成員（如嗜熱油菌屬）對中長鏈烷烴具有特殊的親和性并能將其作為唯一碳源以供生長[26-27]。此外，近年來Gaiella被報道具有降解雜環(huán)類化合物的能力[28-29]。在研究中，廢水中含有多種中長鏈烴類和芳香族化合物，這些物質(zhì)難以被常規(guī)活性污泥所分解。推測Limnobacter和Gaiella能夠部分降解這些有機物，從而為其它微生物提供可降解的中間體，因此成為煤氣化廢水處理體系中整個菌群的關鍵物種。

2.6 微生物功能預測

通過MetaCyc功能預測進一步對煤氣化廢水生物強化體系中的代謝途徑進行了解析，并構建了MetaCyc途徑的交互網(wǎng)絡。結果表明（圖8），香草醛和香草酸鹽降解超級途徑（PWY-6338）、香草醛和香草酸鹽降解途徑I（PWY-7097）及香草醛和香草酸鹽降解途徑II（PWY-7098）處于網(wǎng)絡關鍵節(jié)點上，可判定為煤氣化廢水中微生物代謝的關鍵途徑。在香草醛和香草酸鹽降解超級途徑中，香草醛經(jīng)過加氫、去甲基和開環(huán)等一系列復雜的代謝過程生成丙酮酸鹽，并最終進入TCA循環(huán)礦化。香草醛和香草酸鹽降解途徑I和II分別是超級途徑的分支和變異模式。

由此推斷，香草醛和香草酸鹽可能是煤氣化廢水中多種復雜有機物降解的共同中間體或結構類似物，該類化合物的降解對煤氣化廢水的深度處理具有重要意義。

為進一步探索生物強化對煤氣化廢水系統(tǒng)中微生物功能的影響，采用FAPROTAX方法對微生物生態(tài)功能進行注釋。FAPROTAX功能預測結果表明（圖9），復配1和復配2、復配3和復配4分別形成一簇，這與二者分別包含原油降解污泥和吡啶降解污泥相關。與未強化的污泥空白相比，復配3和復配4的錳氧化作用和甲烷營養(yǎng)作用增強;復配3的芳香化合物降解作用顯著增強，而黑暗氫氧化、木質(zhì)素水解和硫循環(huán)作用下降。甲烷與烷烴的共代謝現(xiàn)象最早發(fā)現(xiàn)于甲烷假單胞菌對烷烴的降解中[30]，后來陸續(xù)發(fā)現(xiàn)于甲烷和芳環(huán)類等難降解化合物的共降解中[31-32]，并被應用于原油污染環(huán)境的修復。在研究中，與未強化的污泥空白相比，復配3投加后獲得了更高的COD去除率（圖4），強化后微生物的甲烷營養(yǎng)作用和芳香化合物降解功能得到同步提高，表明復配3的強化作用與甲烷營養(yǎng)的共代謝有關。

3 結論

1）煤氣化廢水現(xiàn)場處理工藝中微生物優(yōu)勢菌屬為Candidatus Competibacter、Ferruginibacter、Unclassified Comamonadaceae、Limnobacter、Ottowia和Defluviimonas，其中存在Candidatus Competibacter和Defluviimonas等典型的聚糖菌。

2）單獨投加促生劑或菌劑對煤氣化廢水的強化效果不理想，聯(lián)合投加促生劑（終濃度0.5 g/L）和菌劑（終濃度0.5 mL/L），可使COD平均去除率提高21.5%，有效作用周期達到30 d。

3）促生劑和菌劑強化對煤氣化廢水中優(yōu)勢菌屬的影響較小，但顯著增加了微生物多樣性，Limnobacter和Gaiella是煤氣化廢水處理系統(tǒng)中的關鍵物種。

4）香草醛和香草酸鹽降解途徑是煤氣化廢水處理系統(tǒng)中微生物的關鍵降解途徑，它可能是煤氣化廢水中多種復雜有機物降解的共同中間體或結構類似物。

參考文獻：

[1] SONG M L， WANG J L， ZHAO J J. Coal endowment， resource curse， and high coal-consuming industries location： Analysis based on large-scale data [J]. Resources， Conservation and Recycling， 2018， 129： 333-344.

[2] 王丹. 典型煤化工廢水及其水質(zhì)的分析方法[J]. 化工管理， 2020（27）： 47-48.

WANG D. Analysis method of typical coal chemical wastewater and its water quality [J]. Chemical Enterprise Management， 2020（27）： 47-48. （in Chinese）

[3] ZHAO Q， LIU Y. State of the art of biological processes for coal gasification wastewater treatment [J]. Biotechnology Advances， 2016， 34（5）： 1064-1072.

[4] LIU Y S， HAN H J， FANG F. Application of bioaugmentation to improve the long-chain alkanes removal efficiency in coal gasification wastewater [J]. Fresenius Environmental Bulletin， 2013， 22（8）： 2448-2455.

[5] 鄭彭生. 煤化工廢水厭氧生物處理技術研究進展[J]. 水處理技術， 2021， 47（6）： 24-27， 33.

ZHENG P S. Research progress of anaerobic biological treatment technology of coal chemical wastewater [J]. Technology of Water Treatment， 2021， 47（6）： 24-27， 33. （in Chinese）

[6] JI Q H， TABASSUM S， HENA S， et al. A review on the coal gasification wastewater treatment technologies： Past， present and future outlook [J]. Journal of Cleaner Production， 2016， 126： 38-55.

[7] CAI Y F， HU X M. A critical review on draw solutes development for forward osmosis [J]. Desalination， 2016， 391： 16-29.

[8] 方芳， 吳剛， 韓洪軍， 等. 我國煤化工廢水處理關鍵工藝解析[J]. 水處理技術， 2017， 43（6）： 37-40， 52.

FANG F， WU G， HAN H J， et al. Research on the key technology of the coal chemical industrial wastewater treatment in China [J]. Technology of Water Treatment， 2017， 43（6）： 37-40， 52. （in Chinese）

[9] 陸杰， 楊慶， 黃開龍， 等. 垃圾滲濾液膜濃縮液脫氮功能菌的篩選及特性研究[J]. 工業(yè)水處理， 2021， 41（6）： 119-126.

LU J， YANG Q， HUANG K L， et al. Screening and characteristics study of denitrification bacteria for landfill leachate membrane concentrate [J]. Industrial Water Treatment， 2021， 41（6）： 119-126. （in Chinese）

[10] MARTN-HERNNDEZ M， SUREZ-OJEDA M E， CARRERA J. Bioaugmentation for treating transient orcontinuous P-nitrophenol shock loads in an aerobic sequencing batch reactor [J]. Bioresource Technology， 2012， 123： 150-156.

[11] NOORDMAN W H， JANSSEN D B. Rhamnolipid stimulates uptake of hydrophobic compounds by Pseudomonas aeruginosa [J]. Applied and Environmental Microbiology， 2002， 68（9）： 4502-4508.

[12] SAJNA K V， SUKUMARAN R K， GOTTUMUKKALA L D， et al. Crude oil biodegradation aided by biosurfactants from Pseudozyma sp. NII 08165 or its culture broth [J]. Bioresource Technology， 2015， 191： 133-139.

[13] WANG D， LUO Y J， LAI R Q， et al. New technique for enhancing oil recovery from low-permeability reservoirs： The synergy of silica nanoparticles and biosurfactant [J]. Energy & Fuels， 2021， 35（1）： 318-328.

[14] 王亞軍， 蔡文娟， 王惠. 生物強化技術及其在污水處理中應用研究評述[J]. 生態(tài)環(huán)境學報， 2020， 29（5）： 1062-1070.

WANG Y J， CAI W J， WANG H. Bioaugmentation technology and its application in wastewater treatment [J]. Ecology and Environmental Sciences， 2020， 29（5）： 1062-1070. （in Chinese）

[15] WANG J L， QUAN X C， WU L B， et al. Bioaugmentation as a tool to enhance the removal of refractory compound in coke plant wastewater [J]. Process Biochemistry， 2002， 38（5）： 777-781.

[16] SHI J X， XU C Y， HAN Y X， et al. Case study on wastewater treatment technology of coal chemical industry in China [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology， 2021， 51（10）： 1003-1044.

[17] LOVATO G， KOVALOVSZKI A， ALVARADO-MORALES M， et al. Modelling bioaugmentation： Engineering intervention in anaerobic digestion [J]. Renewable Energy， 2021， 175： 1080-1087.

[18] RUBIO-RINCN F J， LOPEZ-VAZQUEZ C M， WELLES L， et al. Cooperation between Candidatus Competibacter and Candidatus Accumulibacter clade I， in denitrification and phosphate removal processes [J]. Water Research， 2017， 120： 156-164.

[19] ZHANG S F， SUN C R， XIE J L， et al. Defluviimonas pyrenivorans sp. nov.， a novel bacterium capable of degrading polycyclic aromatic hydrocarbons [J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology， 2018， 68（3）： 957-961.

[20] WANG X H， HU M， XIA Y， et al. Pyrosequencing analysis of bacterial diversity in 14 wastewater treatment systems in China [J]. Applied and Environmental Microbiology， 2012， 78（19）： 7042-7047.

[21] ZHOU Q X， CHEN L L， WANG Z B， et al. Fast atrazine degradation by the mixed cultures enriched from activated sludge and analysis of their microbial community succession [J]. Environmental Science and Pollution Research International， 2017， 24（28）： 22152-22157.

[22] NIKOLOPOULOU M， PASADAKIS N， NORF H， et al. Enhancedex situ bioremediation of crude oil contaminated beach sand by supplementation with nutrients and rhamnolipids [J]. Marine Pollution Bulletin， 2013， 77（1/2）： 37-44.

[23] POI G， SHAHSAVARI E， ABURTO-MEDINA A， et al.Large scale treatment of total petroleum-hydrocarbon contaminated groundwater using bioaugmentation [J]. Journal of Environmental Management， 2018， 214： 157-163.

[24] CANUL-CHAN M， SNCHEZ-GONZLEZ M， GONZLEZ-BURGOS A， et al. Population structures shift during the biodegradation of crude and fuel oil by an indigenous consortium [J]. International Journal of Environmental Science and Technology， 2018， 15（1）： 1-16.

[25] VIGGOR S， JESAAR M， VEDLER E， et al. Occurrence of diverse alkane hydroxylase alkB genes in indigenous oil-degrading bacteria of Baltic Sea surface water [J]. Marine Pollution Bulletin， 2015， 101（2）： 507-516.

[26] ZARILLA K A， PERRY J J. Thermoleophilum album gen. nov. and sp. nov.， a bacterium obligate for thermophily and n-alkane substrates [J]. Archives of Microbiology， 1984， 137（4）： 286-290.

[27] ZHAO Y Y， DUAN F A， CUI Z J， et al. Insights into the vertical distribution of the microbiota in steel plant soils with potentially toxic elements and PAHs contamination after 60 years operation： Abundance， structure， co-occurrence network and functionality [J]. Science of the Total Environment， 2021， 786： 147338.

[28] PERTILE M， SOUSA R M S， MENDES L W， et al. Response of soil bacterial communities to the application of the herbicides imazethapyr and flumyzin [J]. European Journal of Soil Biology， 2021， 102： 103252.

[29] AGUIAR L M， SOUZA M D F， DE LAIA M L， et al. Metagenomic analysis reveals mechanisms of atrazine biodegradation promoted by tree species [J]. Environmental Pollution， 2020， 267： 115636.

[30] LEADBETTER E R， FOSTER J W. Oxidation products formed from gaseous alkanes by the bacterium Pseudomonas methanica [J]. Archives of Biochemistry and Biophysics， 1959， 82（2）： 491-492.

[31] GUTIERREZ T， AITKEN M D. Role of methylotrophs in the degradation of hydrocarbons during the Deepwater Horizon oil spill [J]. The ISME Journal， 2014， 8（12）： 2543-2545.

[32] KHIDER M L K， BRAUTASET T， IRLA M. Methane monooxygenases： Central enzymes in methanotrophy with promising biotechnological applications [J]. World Journal of Microbiology and Biotechnology， 2021， 37（4）： 1-11.

（編輯 胡玲）

收稿日期：2021-09-06

基金項目：國家自然科學基金（52070179）;四川省軟科學研究計劃（2019JDR0286）

作者簡介：董瑩（1988- ），女，博士，主要從事工業(yè)廢水處理研究，E-mail：crystalydong@163.com。

王興祖（通信作者），男，研究員，博士生導師，E-mail：wangxingzu@cigit.ac.cn。

Received：2021-09-06

Foundation items：National Natural Science Foundation of China （No. 52070179）; Sichuan Science and Technology Program （No. 2019JDR0286）

Author brief：DONG Ying （1988- ）， PhD， main research interest： industrial wastewater treatment， E-mail： crystalydong@163.com.

WANG Xingzu （corresponding author）， professor， doctorial supervisor， E-mail： wangxingzu@cigit.ac.cn.