焦化废水处理试验系统出水的生物毒性变化

方元狄，张静，郑中原，温东辉

北京大学 环境科学与工程学院，北京 100871

焦化废水处理试验系统出水的生物毒性变化

方元狄，张静，郑中原，温东辉*

北京大学 环境科学与工程学院，北京 100871

焦化废水是一种典型的难降解工业废水，组分复杂，生物毒性高，大多采用生物处理联合物化深度处理的工艺，以满足炼焦化学工业的污染排放标准，但其排水安全性仍然令人担忧。为研究工艺排水安全性，选择发光细菌青海弧菌Q67、稀有鮈鲫(Gobiocypris rasus)血红细胞、活性污泥微生物群落为测试生物，研究了焦化废水及各处理阶段出水的急性毒性和遗传毒性变化，进而识别影响生物毒性的水质因子。焦化废水经过序批式生物膜反应器处理后，出水急性毒性比进水下降71%，遗传毒性下降为90%以上的轻度以下损伤，显示生物强化处理对焦化废水生物毒性有良好的去除作用。生物处理出水再经过深度处理后，则表现出不同的毒性变化：活性炭吸附法对生物急性毒性的消除最佳，但遗传毒性较生物处理出水有所升高；臭氧氧化法不仅水质改善效率差，且最终出水的生物急性毒性与遗传毒性均升高；臭氧催化氧化法对水中残留有机物去除效率较高，但也造成出水急性毒性与遗传毒性的升高。各水样对青海弧菌Q67的急性毒性与有机物、氮等水质指标表现出较强相关性，而遗传毒性与水质指标之间的相关性不显著。研究结果可为评价和改进处理工艺、保障水体生态安全提供参考。

焦化废水；生物急性毒性；遗传毒性；生物处理；深度处理

Received6 January 2017accepted13 March 2017

Abstract: As a typical industrial wastewater containing a lot of refractory and toxic compounds, coking wastewater is often treated by biological and advanced physic-chemical technologies in order to meet the stringent discharge standard of pollutants for coking chemical industry. However, the effluent toxicity is still a pending issue. In this study, Vibrio qinghaiensis sp. Q67, red blood cells of Gobiocypris rasus, and microflora of activated sludge were chosen to test the bio-toxicity of coking wastewater and the effluents from different treatment stages; and water quality factors having significant influence on bio-toxicity were identified. Compared with the influent of coking wastewater, the acute toxicity of the effluent from sequencing biofilm batch reactor (SBBR) was removed by 71%, and over 90% of the genotoxicity was below slight damage level. This improvement indicated that bioaugmented treatment had a remarkable performance on the removal of bio-toxicity. Compared with the SBBR effluent, the final effluents from different advanced treatment exhibited different changes of bio-toxicity. Adsorption by activated carbon resulted in the largest reduction in acute toxicity, but an enhancement in terms of genotoxicity; ozonation had little effect on water quality improvement, and even worse increased the effluent’s acute toxicity and genotoxicity; and activated carbon-mediated ozonation showed better performance on the removal of organic residues, yet increased the effluent’s acute toxicity and genotoxicity as well. The acute toxicity of all the samples measured using the strain Q67 had close positive correlation with the water quality indices of organics, nitrogen, and etc., while the genotoxicity did not correlate with those indices. The results provide a reference for the evaluation and improvement of wastewater treatment process, and a viewpoint for the ecological safety of effluent-receiving water body.

Keywords: Coking wastewater; acute bio-toxicity; genotoxicity; biological treatment; advanced physic-chemical treatment

我国是全球钢铁生产第一大国。高炉冶炼需要以焦炭作为还原剂、发热剂和料柱骨架，至2013年止，我国焦炭产量约占世界总产量的60%[1]。制焦是重污染行业，其中焦化废水是一种典型的难降解有机工业废水，组分复杂，除含有大量的挥发酚、氰化物和硫化物外，还有高浓度的氨氮及许多难降解的多环芳烃和杂环化合物，如吲哚、萘、喹啉、吡啶等[2]，这些物质不仅污染环境，而且危害人体健康[3]。我国自“八五”期间就开展了焦化废水治理的科技攻关[4-5]，近年来研究人员对焦化废水进行了新处理技术与工艺的试验研究，如曝气生物滤池(BAF)[6]、序批式生物膜反应器(SBBR)[7-8]、膜生物反应器(MBR)[9]等工艺，在新工艺基础上的生物强化技术[6, 10-11]的处理效果则更优。但是，随着新的《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB 16171—2012)的实施，由物理化学和生物方法构成的二级处理工艺往往不能满足新的排放标准，需要再增加三级深度处理，如光催化氧化[12-14]、臭氧氧化[14-15]、均相/多相臭氧催化氧化[15]、活性炭吸附[14-15]等，这些技术方法均对焦化废水中的有毒污染物有不同程度的去除效果。

有研究表明：即使废水处理达标，其排水仍然存在多种生物毒性效应的风险[16-22]，对于焦化废水，Dong和Zhang[23]发现处理后的出水仍可引起蚕豆和大麦细胞的遗传损伤。因此，除了常规理化指标，有发达国家已在排水标准中列入了生物毒性指标[24]，而目前我国排水标准仍以理化指标为主[25]，关于生物毒性的指标尚待完善。我国科研人员针对排水生物毒性效应已开展了有意义的探索，采用活性污泥呼吸抑制试验[16, 26]、水生生物急性毒性试验[17, 19, 22]、发光菌急性毒性试验[16, 27-29]、单细胞凝胶电泳试验[19-20, 30]分析了典型工业废水或其在处理过程中的生物毒性效应，揭示了其危害和毒性变化规律。在评价过程中，仅采用一种测试方法往往不能全面反映水样的生物毒性，不同的测试物种对同一水样的敏感程度也不尽相同，因此在实际废水研究中，通常需要采取多种测试方法和不同营养体系，综合分析和确定水样的毒性特征[18]。

本研究采用发光细菌急性毒性试验、活性污泥呼吸速率试验、单细胞凝胶电泳试验作为测试方法，对焦化废水经生物处理、深度物化处理后的各阶段出水进行急性毒性、污泥微生物群落综合毒性及遗传毒性研究，结果可为评价和改进处理工艺的生态安全性提供依据。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 实验材料

生物材料：青海弧菌Q67(中国科学院生态环境研究中心提供)；稀有鮈鲫(中国科学院生态环境研究中心提供)的红细胞；活性污泥(采集自清华大学紫荆公寓中水处理系统的MBR曝气池)。

发光细菌液体培养基及模拟湖水。液体培养基：MgSO42.47 g，MgCO30.79 g，MgBr20.09 g，MgCl20.09 g，CaCO30.03 g，KCl 0.22 g，NaCl 8.29 g，Mg(HCO3)20.50 g，酵母膏5 g，胰胨5 g，甘油3 g，溶于1 000 mL蒸馏水中。模拟湖水：KCl 4.2 mg，CaCl211.1 mg，MgSO428.6 mg，NaHCO342.0 mg，溶于1 000 mL蒸馏水中。

活性污泥呼吸速率测定试剂。20%KOH，真空硅脂，生理盐水(0.9%(W/V)的NaCl水溶液)，pH=7的磷酸盐缓冲液(KH2PO43.4 g，Na2HPO43.55 g，去离子水1 000 mL)。Brodie液：牛胆酸钠5 g，氯化钠23 g，麝香草酚少许，酸性品红适量，去离子水500 mL。

单细胞凝胶电泳(single cell gel electrophoresis)实验(彗星实验)试剂。低熔点琼脂糖购自Amresco，Inc.(美国)；二甲基亚砜(DMSO)购自Amresco，Inc.(美国)；曲拉通(Trition X-100)购自北京化学试剂公司；Tris-HCl购自Amresco，Inc.；Gel-red购自上海科兴生化试剂有限公司；肝素钠购自Promega，Inc.(美国)；瑞氏-吉姆萨染液购自北京赛驰生物科技有限公司。细胞裂解液：2.5 mol·L-1NaCl，100 mmol·L-1Na2EDTA，10 mmol·L-1Tris-HCl，1%肌氨酸钠，临用前加1%Trition X-100，10%二甲基亚砜，4 ℃冷藏。碱性裂解液：1 mmol·L-1Na2EDTA，300 mmol·L-1NaOH，4 ℃冷藏。肝素钠溶液：将0.1 g的200 U·mg-1肝素钠粉末加入到5 mL生理盐水中，4 ℃冷藏。

试验焦化废水、焦化污泥及各阶段处理出水。采自首钢集团(曹妃甸)焦化厂废水处理工艺的调节池出水(编号JH-1)，该废水已经过蒸汽脱氨、气浮隔油等预处理。接种污泥取自首钢焦化厂污水处理系统的二沉池回流污泥。以焦化废水:自来水=1:2的稀释水(JH-2)作为生物反应器进水，在反应器中投加改性沸石填料、接种污泥及高效混合菌株，采用实验室SBBR试验系统进行生物强化处理。对SBBR系统出水(JH-3)分别采用活性炭-臭氧催化氧化(O3-AC)、臭氧氧化(O3)和活性炭吸附(AC)3种方法进行深度处理，比较出水(分别编号JH-4、JH-5、JH-6)水质及毒性。

1.2 主要水质指标分析

水样先测定其pH，再经0.45 μm滤膜过滤后进行水分析，水质指标检测方法主要参照国家环保局编著的《水和废水监测分析方法》(第四版)或国际标准化组织标准(ISO)。分析项目包括NH3-N(水杨酸-次氯酸盐紫外分光光度法)、TN(过硫酸钾氧化紫外分光光度法)、CODCr、TOC和UV254。所用可见光-紫外分光光度仪为Shimadzu UV-2450型(日本)，COD分析仪为HACH测定仪(美国)，TOC仪为Analytikjena测定仪(德国)。每一个水样均取3个平行样分析。

1.3 急性毒性(发光细菌法)检测

将4 ℃保存的青海弧菌Q67斜面菌种转接到新鲜斜面上，22 ℃培养24 h；将新鲜斜面的菌种接种到15 mL液体培养基中，22 ℃振荡(180 r·min-1)培养16～18 h；用模拟湖水稀释待测样品，2倍稀释9个稀释梯度；细菌培养液于2 000 r·min-1离心10 min，收集菌体并用模拟湖水制成菌悬液，调整菌液浓度，使起始发光(0.1 mL)控制在200万～600万光子单位之间；向96孔白板(Greiner REF 96 Flat white)的每孔中加入180 μL稀释好的样品溶液和20 μL 菌悬液，混匀，每个样品设3个平行，以模拟湖水为空白对照[29, 31-32]。全部样品在恒温振荡培养箱中培养15 min后，用Tecan infinite-200 酶标仪(瑞士)测定发光强度。

根据试验测得的相对发光度(Relative Light Units，RLU)计算样品的抑光率：

抑光率 I(%)=(1-试样的RLU/对照的RLU)×100

以样品的发光抑制率对浓度的对数作图，在抑制率达到50%处求得样品的EC50值[27]，即最大毒性效应的半数效应浓度EC50，当EC50越大时，样品的毒性越小。毒性当量以毒性单位[33]表示，定义为：TU=EC50-1[34]。当受试生物暴露于出水体积占比100%的样品中抑光率却未能达到50%时，其毒性当量TU的计算公式为：

TU=I×100×0.02[22, 34]

1.4 遗传毒性(单细胞凝胶电泳实验)检测

用含有少量肝素钠抗凝的注射器从一条鱼尾静脉取血，将采集的鱼血以生理盐水稀释1 000倍待用。按下述步骤进行操作，每组设2个平行。1)对模式细胞进行染毒，时间为2 h。2)制胶：由于彗星实验所用胶体较少，且胶体容易从载玻片上脱离，故选用自制的四周封闭载玻片，胶体分为两层，第一层为正常熔点琼脂糖(NMA)层，100 μL 0.5% 正常熔点琼脂糖的无Ca2+、Mg2+磷酸盐缓冲液(PBS)；第二层为低熔点琼脂糖层和红细胞，取细胞悬液和0.75%低熔点琼脂糖溶液，按1:3比例混合。3)细胞裂解：待琼脂凝固后，将之放入4 ℃的细胞裂解液中裂解1.5 h。4)碱性解旋：样品用高纯水轻轻冲洗裂解后，加入缓冲液中平衡30 min。5)单细胞电泳：20 V恒压、250 mA电流，电泳20 min。6)染色及观测：电泳后，用Gel-red进行染色，最后在荧光正置显微镜(Nikon ECLIPSE 80i，日本)下观测细胞并随机拍取100张图片。

利用CASP软件导出彗星图片，得到彗星DNA含量(Tail DNA%)、彗头DNA含量(Head DNA%)、彗星长度(Comet Length)、彗尾长度(Tail Length)和尾距(Tail Moment)等多组数据。通过对彗星图片的分析，一般采用Tail DNA%对其毒性进行表征，分5级损伤程度，分别为：尾部DNA含量≤5%，无损伤；尾部DNA含量5%～20%，轻度损伤；尾部DNA含量20%～40%，中度损伤；尾部DNA含量40%～95%，高度损伤；尾部DNA含量≥95%，完全损伤[35]。使用Excel(2013)与SPSS(IBM SPSS Statistics 20)分析彗星图片数据。

1.5 活性污泥呼吸速率的测定

将MBR曝气池内污泥混合液空曝24 h，使活性污泥处于内源呼吸阶段。取一定量污泥，3 000 r·min-1离心10 min，倾去上清液，加入生理盐水，搅拌均匀后再离心。倾去上清液后，再加入生理盐水搅拌、离心，后用pH 7.0的磷酸盐缓冲液配制成一定浓度的污泥(MLSS=20 g·L-1)，置于磁力搅拌器上搅拌(800～1 000 r·min-1)备用。开启恒温水浴(35 °C)。取清洁干燥的反应瓶，在相应的接口位置涂抹真空硅脂。按表1加入目标基质，每组试验设2组平行，空白对照组为表中“温度压力对照”组；调节测压管中Brodie液的容量使之方便读数并保证Brodie指示液不含气泡。

在测定管磨砂接头上涂上真空硅脂，塞入反应瓶瓶口，以牛皮筋拉紧使之密封，检查不堵不漏，然后放入微量呼吸检压仪的恒温水槽中，振摇10 min，使反应瓶内温度与水温一致；调节各测压管右侧中检压液的液面至刻度150 mm处，然后迅速关闭各管顶部的三通，使之与大气隔断，记录各测压管左侧中检压液液面读数(此值应在150 mm附近)，开启微量呼吸检压仪振摇开关，此时刻为呼吸耗氧试验的开始时刻；在开始试验后的0、0.25、0.5、0.75、1.0、1.5、2.0、2.5、3.0、3.5、4.0、4.5、5.0、5.5、6.0 h，关闭振摇开关，调整各测压管右侧闭管液位至150 mm处，并记录开管液位读数。

表1 各瓶投加活性污泥和基质情况Table 1 Formula of sludge and matrix

1.6 数据处理及分析

实验数据的方差、显著性分析以及相关性分析均使用Excel与IBM SPSS Statistics 20软件进行。在遗传毒性分析中使用CANOCO 4.5软件的除趋势对应分析(detrended correspondence analysis, DCA)功能，以典型对应分析(canonical correspondence analysis, CCA)探讨各水样的生物毒性与水质因子的关系，确定毒性与水质的归因。

2 结果与讨论(Results and discussion)

2.1 焦化废水SBBR-深度处理联合工艺各阶段出水水质

本试验研究于2013年9月至2014年6月进行。根据《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB 16171—2012)，对于现有企业排水的CODCr、氨氮、总氮标准分别为100 mg·L-1、15 mg·L-1、30 mg·L-1。由表2可知，焦化废水原水经稀释后，各项指标随稀释倍数而降低。经过强化SBBR工艺处理后，CODCr、TOC、氨氮、总氮去除率分别为70.7%、73.3%、87.1%、62.0%，但出水的CODCr和总氮未达标，需要再进行深度处理。比较3种深度处理发现：活性炭-臭氧催化氧化是唯一可使出水达标的技术，对SBBR出水中残留污染物去除较好，CODCr、TOC、氨氮、总氮的去除率分别提高15.1%、10.4%、8.2%、2.2%，而UV254指标常用来表征水样中芳香族物质的含量[15, 25]，O3-AC出水的UV254检测值为进水的62.3%，表明该技术对芳香族有机物有较好的催化氧化分解作用；单纯臭氧氧化在有机物去除效率方面不及活性炭-臭氧催化氧化，CODCr和TOC最终去除率分别达到78.7%和75.0%，根据UV254的变化，判断有部分大分子有机物被O3氧化分解为小分子有机物；活性炭吸附在有机物去除方面几乎没有作用，但在氨氮和总氮去除方面体现出优势，氨氮和总氮最终去除率可达96.4%和71.3%。

表2 焦化废水及SBBR-深度处理各阶段出水的主要水质情况Table 2 Water qualities of coking wastewater and the effluents from different stage of SBBR-advanced physic-chemical treatment system

2.2 发光细菌急性毒性

对各阶段出水进行2倍稀释，获得9个浓度(即出水占比为100%、50%、25%、12.5%、6.25%、3.13%、1.56%、0.78%、0.39%的水样)的梯度水样，检测水样对发光细菌发光抑制率的影响，见图1。其中，经过活性炭深度处理的JH-6水样初始发光抑制率仅37.63%，小于50%，故用公式TU=I×100×0.02计算其毒性当量；其余5个焦化废水处理样品的初始发光率均高于50%。通过拟合曲线可以推算出各阶段出水的EC50值，进而得出其毒性当量TU(图2)。

图1 焦化废水及不同处理阶段出水的急性毒性Fig. 1 The acute toxicities of coking wastewater and different effluents

图2 焦化废水及不同处理阶段出水的毒性当量变化Fig. 2 The variability of toxic equivalents of coking wastewater and different effluents

经过SBBR生物强化处理后，JH-3出水的毒性单位(TU)大幅度下降，但仍有约29.2%的剩余毒性。JH-3出水再经臭氧-活性炭催化氧化处理后，虽然JH-4出水的CODCr在JH-3的基础上又下降了51.5%，但发光细菌急性毒性却没有明显变化。JH-3出水经臭氧氧化处理后，虽然JH-5出水的CODCr相较于JH-3下降了约27.4%，但发光细菌急性毒性反而升高，可能的原因是焦化废水中的氯离子(30～50 mg·L-1)在氧化过程中产生的氯或以氯作为反应物的产物所体现的毒性，进而抑制发光细菌的发光作用。Ma等[28]发现废水中强极性分子(如芳香族蛋白质等)难以被生化降解是其急性毒性的主要来源，而采用高级氧化法对焦化废水中有机物进行降解时，在H2O2产生羟基自由基、进行氧化反应过程中产生的氯[36]，却成为高级氧化法处理后其出水急性毒性的主要来源。JH-3出水经活性炭吸附后，出水JH-6初始抑光率小于50%，计算所得毒性当量为1.33，其TU值在所有阶段出水中最小，说明活性炭吸附能有效去除废水中急性毒性。刘聪[37]在对焦化废水深度处理工艺的比较研究中也指出，活性炭吸附是消除废水急性毒性的最佳深度处理技术。

经过处理后的各阶段出水毒性当量均低于JH-2进水，表明SBBR作为生化处理的核心，是生物急性毒性降低的关键单元；在控制最终出水的生物急性毒性方面，深度处理技术的优劣顺序为：活性炭吸附>臭氧-活性炭>臭氧氧化。

2.3 活性污泥微生物呼吸速率综合毒性

焦化废水各处理阶段出水的活性污泥耗氧速率如图3所示。焦化废水原水(JH-1)中含有的高浓度有毒物质抑制了活性污泥中微生物群落活性，其生化呼吸线低于内源呼吸线(0.1>P>0.05)。焦化废水稀释水(JH-2)呼吸速率曲线明显高于其他速率曲线(P<0.01)，说明SBBR进水污染负荷降低，毒性较大的物质对微生物群落生长呼吸的抑制作用下降，废水中部分有机物可被微生物群落利用，使得该封闭系统表现出高耗氧率。经过生化处理后，生化出水(JH-3)及3种深度处理出水(JH-4、JH-5、JH-6)表现出与内源呼吸相似的呼吸速率。其中，进行O3-AC处理出水(JH-5)的活性污泥生化呼吸线始终处于内源呼吸线之下，可能原因是部分有机物被降解后，剩余的难降解物质一般具有较高毒性，进而导致单位DOC的毒性更强[29, 38-39]，一定程度上抑制了微生物群落呼吸作用。

2.4 单细胞凝胶电泳遗传毒性

图4为焦化废水各处理阶段水样的典型彗星细胞图，空白为正常的稀有鮈鲫鱼血红细胞核DNA，为实心圆形；JH1～JH6图中，部分鱼血红细胞在染毒后，部分细胞DNA断链发生迁移，形成彗星形状。从正常细胞DNA与染毒细胞DNA对比可知，焦化废水对细胞结构有较大损伤。不同废水样品引起的鱼血细胞DNA损伤不同，出现彗星的细胞比例不同，彗星细胞的彗尾DNA含量、彗尾长度均有所差异，其中焦化废水原水几乎引起鱼血细胞100%彗星率，且多数细胞核心DNA受到破坏形成断链，彗尾DNA含量高且彗尾偏长。

通过对图4类似的多张彗星图片的分析得到每一个水样处理后彗尾DNA含量、慧头DNA含量、彗星长度、彗尾长度和尾距等数据，对比各水样的彗尾DNA含量，得出图5。图5为6份水样对彗星细胞DNA损伤程度分布图。焦化废水原水(JH-1)对稀有鮈鲫鱼血细胞DNA造成的损伤中，大约70%属于中度及以上损伤；稀释后(JH-2)中度及以上损伤均随之降低。经过生化处理SBBR单元后，出水(JH-3)表现出较小的遗传毒性作用，90%以上属于轻度损伤。而在臭氧-活性炭深度处理后，JH-4出水中轻度以下损伤下降至40%左右，但出现了高达30%的高度损伤，甚至还出现其他样品均没有的完全损伤，若以高度及以上损伤的发生率作为评价标准，JH-4出水全部样品中表现出最强的遗传毒性作用。与JH-2相比，经过单纯臭氧氧化(JH-5)和活性炭吸附(JH-6)的样品中，中度以上损伤比例都分别上升了43%和40%，均表现出遗传毒性升高的趋势。在相似的研究中，樊青兰[40]对焦化废水进行A/O生物滤池-臭氧氧化处理，采用玉米种子微核率表征各处理阶段出水的遗传毒性，同样发现：虽然臭氧氧化出水中CODCr进一步降低，但遗传毒性较生物处理出水却有明显升高。

图3 焦化废水及不同处理阶段出水的活性污泥耗氧速率Fig. 3 The oxygen uptake rates by activated sludge with coking wastewater and different effluents

图4 焦化废水及不同处理阶段出水对鱼血细胞损伤的彗星实验代表图Fig. 4 SCGE photos of fish blood cells damaged by coking wastewater and different effluents

图5 焦化废水及不同处理阶段出水的彗星细胞DNA损伤程度分布图Fig. 5 Distribution of DNA damage degrees of fish blood cells damaged by coking wastewater and different effluents

综合上述3种生物毒性的测试结果，不同测试物种对水样的敏感程度不同。主要是由于废水样品成分复杂，可表现出不完全一致的急性毒性与遗传毒性结果。焦化废水出水经过SBBR处理后，出水生物急性毒性下降71%，遗传毒性表现出90%以上的轻度以下损伤，表明生物强化处理对焦化废水生物毒性有良好的去除作用。生化出水表现出轻度的遗传毒性效应，但是仍然有67%的发光抑制率。经过臭氧-活性炭催化氧化处理后，出水急性毒性上表现出与生化出水近似的发光抑制率，但其遗传毒性却显著增加。臭氧氧化、臭氧催化氧化过程都促进·OH自由基的产生，通过链式反应而降解污染物，所以水质有明显的改善，特别是臭氧催化氧化处理后的出水达到《炼焦化学工业污染物排放标准》(GB 16171—2012)对现有企业的排水标准，然而自由基可能使水中污染物被高度氧化，产生氧化态物质对测试用模式物种的毒性比较高，因而最终出水的生物急性毒性与遗传毒性上均升高。因此，成组生物毒性测试对于评估排水综合毒性是非常必要的。

图6 焦化废水及不同处理阶段出水的生物毒性与 水质关系的典型对应分析Fig. 6 The canonical correspondence analysis of the relationship between water quality and effluent toxicity

2.5 生物毒性的影响因素分析

各水样生物毒性与水质的关系如图6所示，焦化废水及不同处理出水的样品分布在CCA双轴图的不同空间范围内。发光细菌急性毒性指标TU与6种水质指标均表现出较强的相关性，因而推测焦化废水原水中高达1 798 mg·L-1的CODCr及100.55 mg·L-1氨氮等造成原水强毒性；遗传毒性指标与水质之间相关性则不明显。

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TheVariationofEffluentBio-toxicityinanExperimentalSystemforCokingWastewaterTreatment

Fang Yuandi, Zhang Jing, Zheng Zhongyuan, Wen Donghui*

College of Environmental Sciences and Engineering, Peking University, Beijing 100871, China

10.7524/AJE.1673-5897.20170106004

2017-01-06录用日期2017-03-13

1673-5897(2017)3-317-10

X171.5

A

国家自然科学基金项目(51378019，51529801)

方元狄(1993-)，男，硕士研究生，研究方向为水环境控制与环境生物技术，E-mail: rogerfang1@pku.edu.cn

*通讯作者(Corresponding author)， E-mail: dhwen@pku.edu.cn

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