2017, Vol. 37
[PDF全文]
2. 同济大学环境科学与工程学院, 上海 200092
2. College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092
人工湿地是人工设计建造的由填料、植物和微生物组成的可控制工程化的污水处理生态系统, 依靠系统中物理、化学及生物共同作用实现对污水的净化.其特点是投资少、运行费用低、维护方便, 对有机物有较强的降解能力, 而且对N、P的去除率也较高, 对负荷变化适应性强, 以及兼具美学价值(李娟等, 2011), 因而受到了越来越多的关注.目前已广泛应用于工业废水、生活污水、矿山废水、农村径流、养殖废水及采油炼油废水等废水的处理(Werker et al., 2002; 梁继东等, 2003; Scholes et al., 1999; Wood et al., 2007; 籍国东等, 2001).
微生物作为人工湿地除污的主体和核心, 在物质的矿化、硝化、反硝化等过程中起到关键作用(贺锋等, 2005).低温微生物是极端微生物之一, 其所具有的独特的生理功使其能适应环境, 因此, 研究这类微生物不仅具有重要的理论意义, 还在实际推广应用中产生了日益明显的经济效益和环境效益(李兵等, 2010).国外对低温微生物处理污水技术的研究起步较早, 主要是通过低温微生物去除污水中的油烃类、氯酚类、表面活性剂、氮和磷等达到净化水质的目的, 而且已经提出其低温适应性的分子机制及相关理论(Westlake et al., 1974; Atlas, 1981; Vacková et al., 2011; Shuo et al., 2013; Jarvinen et al., 1994).我国从20世纪90年代初开始针对低温微生物资源(主要是南极及深海微生物)的初步收集、调查与研究工作(冯虎元等, 2004; 李田等, 2006; 姜安玺等, 2002).但低温微生物在废污水处理过程中, 由于水力停留时间过长, 致使人工湿地对污水处理量受到限制.而且, 由于直接投放菌体, 游离微生物进入实际污染环境中后, 其生存繁殖和降解能力易受外界因素干扰, 降解作用难以充分发挥, 还会造成大量菌体流失, 难以控制其长期的处理效果.
微生物固定化技术是20世纪60年代后期迅速发展起来的一种新型技术, 具有实验速度快, 便于培养优势微生物种群, 微生物密度高、流失量少, 处理过程的稳定性高, 对环境耐受力强(如pH、温度、有毒物质等), 固液分离效果好, 处理过程便于控制等优点(王绍良等, 2011), 因而在诸多废水处理中体现出了非常大的优势, 并逐渐成为国内外生物科学及相关学科研究的热点.近年来, 很多学者采用竹炭、活性炭、棉纤维、疏水性聚氨酯泡沫等材料将微生物固定化后进行废水处理, 均取得了很好的处理效果(Xin et al., 2015; Ma et al., 2013; Lin et al., 2014; Li et al., 2012).生物炭作为一类新型环境功能材料近年来引起国内外学者的广泛关注, 它的孔隙结构可以为微生物提供栖息地, 使微生物能够耐受外界不良环境.
本实验以低温菌Pseudomonas flava WD-3为研究对象, 以水稻秸秆为原料, 以采用不同热解温度制备的生物炭为固定化微生物载体, 研究生物炭载体对低温菌Pseudomonas flava WD-3的吸附固定化效果, 并将固定化菌剂应用到垂直流人工湿地的污水处理中, 初步评价其应用于人工湿地污水处理的可行性, 这对于解决我国日益严重的水污染和缺水的问题有着十分重要的意义.
2 材料与方法(Materials and mthods) 2.1 材料实验菌株：菌株Pseudomonas flava WD-3是冬季从南四湖人工湿地的底泥中培养、分离、筛选出来的, 经鉴定为黄假单胞菌(Pseudomonas flava), 命名为Pseudomonas flava WD-3, 基因登陆号为JX114950.该菌株对人工模拟废水中COD、总磷、氨氮的去除率分别达到62.92%、56.42%、50.63%, 其最佳的生长条件为：培养时间48 h, 温度16 ℃, pH 6.0~8.0, 盐度1%, 最佳炭源和氮源分别为蔗糖、蛋白胨.在最佳生长条件下, 该菌株对人工模拟废水中COD、总磷、氨氮的去除效率分别提高1.20、1.25、1.02倍(唐美珍等, 2013).挑取斜面保存的菌株于富集培养基中活化48 h, 然后在6~8 ℃条件下恒温振荡培养约48 h(达对数期).在600 nm波长下, 吸光度为1.0~1.2, 菌悬液的浓度为4.575×108个·mL-1.
菌悬液的制备：将菌株Pseudomonas flava WD-3于LB液体培养基中培养至吸光度为1.2, 于离心机中离心, 弃去上清液, 用生理盐水稀释再离心, 如此反复3次, 以去除培养基营养成分; 最后用生理盐水调节菌株的吸光度为1.2, 备用.
生物炭的制备：水稻秸秆采自山东省济宁市曲阜市南泉村, 秸秆采回后经自来水洗净、风干和破碎后, 转入粉碎机粉碎, 称取20 g水稻秸秆碎末于坩埚中, 盖好盖子并用锡箔纸包裹密封后放入马弗炉中, 以10 ℃·min-1的升温速率, 从室温加热到不同的温度(300、500和700 ℃)下炭化3 h, 自然冷却至室温后, 密封装瓶备用；将炭化产物研磨并过60目筛, 用300 mL 1 mol·L-1的盐酸处理4 h, 以去除炭酸钙等灰分物质, 过滤, 用蒸馏水洗涤至洗液呈中性后放入80 ℃烘箱中烘24 h, 转入塑封袋中保存备用, 编号分别为RS300、RS500、RS700(RS代表水稻秸秆, 数字代表炭化温度).
2.2 生物炭对Pseudomonas flava WD-3的固定化 2.2.1 生物炭载体对Pseudomonas flava WD-3的初期吸附分别称取不同温度条件下制备的生物炭载体0.1 g(称准至0.0001 g)于250 mL的敞口锥形瓶中, 加入Pseudomonas flava WD-3菌悬液35 mL, 将锥形瓶置于恒温振荡器(6~8 ℃, 振速为120 r·min-1)中进行振荡吸附试验.设置不同时间点：10、30、60、120、300、480、720、1080 min, 于每个时间点取出相对应的锥形瓶, 测定生物炭所吸附的微生物量.每组设置3个平行.生物炭固定化微生物的生物量测定采用磷脂法, 具体参照《饮用水生物处理中微生物量和活性的测定方法》(桑军强等, 2005).
2.2.2 最佳生物炭载体的选择分别称取不同温度条件下制备的生物炭载体0.1 g(称准至0.0001 g)于250 mL的敞口锥形瓶中, 加入35 mL Pseudomonas flava WD-3菌悬液, 将锥形瓶于恒温振荡器(6~8 ℃, 振速为120 r·min-1)中振荡至吸附平衡(吸附平衡时间由2.2.1节所得)后, 测定各种生物炭载体的脱氢酶活性值, 用单位质量微生物脱氢酶活性来评价载体对微生物活性的影响, 并选取活性最好的载体作为微生物固定化载体进行下一步试验.每组设置3个平行.
2.2.3 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂的制备分别称取1.6、4.0、5.6、8.0 g(称准至0.0001 g)最佳生物炭载体(由2.2.2节步骤获得)于500 mL锥形瓶中, 加入Pseudomonas flava WD-3菌悬液280 mL, 在振速120 r·min-1、6~8 ℃条件下振荡至吸附平衡(吸附平衡时间由2.2.1节所得), 然后用200目的筛子过滤出吸附好Pseudomonas flava WD-3的生物炭, 即菌剂.
2.3 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对冬季人工湿地污水处理试验 2.3.1 垂直流人工湿地的构建试验人工湿地采用垂直流结构设计, 污水由下行池表面均匀投配, 垂直下行, 经土壤层、细砂层、粗砂层和鹅卵石层到达池底部经收集管排出.池深100 cm, 直径50 cm, 其中, 土壤层25 cm、细砂层20 cm、粗砂层15 cm、卵石层10 cm；投配负荷2~20 cm·d-1, 有机负荷15~20 kg·hm-1·h-1(以BOD5计).湿地结构如图 1所示.
 |
| 图 1 垂直流人工湿地 Fig. 1 Vertical flow constructed wetlands |
系统所选植物为香蒲(Typha orientalis Presl), 于2014年3月种植于人工湿地反应器中, 种植密度为8株·m-2, 湿地植物生长状况良好, 已完全遮盖基质表面, 根系发达, 至实验时为止, 该系统已稳定运行1年时间.系统进水参数见表 1.
| 表 1 人工湿地系统进水参数 Table 1 Parameters of Inflow of the MSP |
 |
人工湿地系统稳定运行半年后, 于2014年12月初(水温的变化范围为6~10 ℃)开始投入生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3菌剂(以序批试验确定的最优菌剂投加), 接种量(m(菌剂)/V(污水))为0.012~0.060 g·L-1, 以未投加固定化菌剂和只投加生物炭的人工湿地为对照组A和对照组B.追踪测定人工湿地出水中COD、NH4+-N、TN和TP的变化情况, 并构建低温菌污水处理的一级动力学模型.
2.4 水质指标的测定溶解氧采用哈希便携式溶解氧仪测定, CODCr的测定采用重铬酸钾氧化法, NH4+-N的测定采用纳氏试剂分光光度法, TN的测定采用紫外可见分光光度法, TP的测定采用钼酸铵分光光度法, 各指标测定的具体操作步骤详见《水和废水监测分析方法(第4版)》.
3 结果与分析(Results and analysis) 3.1 生物炭对Pseudomonas flava WD-3的吸附动力学生物炭对Pseudomonas flava WD-3的吸附动力学曲线见图 2.由图可知, 3种生物炭的微生物吸附量随时间变化呈相同趋势, 即吸附动力学曲线均可分为较陡、较平缓及平缓3段.0~30 min内, 生物炭对Pseudomonas flava WD-3的初期吸附量增加明显, 吸附量大小顺序为：RS700＞RS500＞RS300, 并于30 min时吸附量达到最大值；30~120 min内, 生物炭对Pseudomonas flava WD-3的吸附量不仅没有增加, 反而稍有减小的趋势；120~480 min以后, 生物炭对Pseudomonas flava WD-3的吸附量呈现轻微的增加趋势, 吸附接近平衡；当吸附时间超过480 min后, 时间的增加对吸附量的影响均不显著, 表明吸附接近饱和.
 |
| 图 2 生物炭对Pseudomonas flava WD-3吸附曲线 Fig. 2 Adsorption curve of Pseudomonas flava WD-3 onto biochar carriers |
在吸附前期, 吸附量稍低而吸附速率相当大, 随着时间的增加吸附量逐渐增加, 达到最大吸附量之后会呈现一定的减小趋势, 但达到一定时间吸附量增加不明显, 表明已经达到吸附平衡.在吸附初期, 载体吸附位暴露在颗粒的外表面, 故而吸附速率较快.吸附一段时间后, 表面提供的吸附位被微生物覆盖而基本达到饱和, 孔道口被微生物覆盖堵塞, 大量微生物会聚集在生物炭的表面和孔道内, 使得吸附量达到最大值.但随着时间的增加, 由于微生物个体与生物炭载体表面之间的静电斥力和菌悬液流动的剪切力作用, 表面未到达生物炭载体吸附位点的微生物便会脱离生物炭从而进入液体环境, 故表现出吸附量下降的趋势.但随着吸附时间的进一步延长, 直至载体吸附位被完全占据、吸附微生物的作用力与斥力平衡, 吸附量不再随时间变化, 达到饱和平衡值.
吸附动力学试验表明, 生物炭对Pseudomonas flava WD-3吸附3 h之后, 基本完成了初期吸附, 微生物开始新陈代谢并分泌胞外多聚物形成生物膜, 完成微生物的固定化.根据相关文献(Klein et al., 1990; 杜勇, 2012), 本试验微生物吸附固定时间选为24 h.
3.2 最佳固定化微生物载体的选择微生物经固定化后, 其生理特性、对底物的降解特性发生了变化.因此, 对于固定化微生物载体, 应选择对微生物活性影响小、活性保持时间长的载体(王建龙, 2003). 3种温度下制备的生物炭对Pseudomonas flava WD-3固定化后的微生物活性结果见表 2.
| 表 2 脱氢酶活性值 Table 2 Dehydrogenase activity of value |
|
由表 2可直接看出, 不同温度炭化的生物炭对Pseudomonas flava WD-3固定化后的脱氢酶活性值大小顺序为：700 ℃>500 ℃>300 ℃, 即700 ℃的水稻秸秆生物炭载体中微生物活性最高, 500 ℃的水稻秸秆生物炭载体次之, 300 ℃的水稻秸秆生物炭载体中微生物活性最差.对不同温度条件下所制备的生物炭固定化的微生物脱氢酶活性与炭化温度之间进行t检验得：t=11.373, t>t0.005(t0.005=4.604), p=0.000, 通过Kolmogorov-Smirnov数据正态分布性检验, 渐近显著性(双侧)为0.150, 数据符合正态分布.由此可知, 不同温度条件下所制备的生物炭固定化的微生物脱氢酶活性随炭化温度的升高而增大.随着炭化温度的升高, 生物炭载体对Pseudomonas flava WD-3的固定数量随之增加, 从而三苯基甲胺的生成量也增加, 即脱氢酶的活性提高.分析其原因可能是由于水稻秸秆热解温度的升高, 使生物炭载体表面粗糙度和孔隙率增加, 比表面积、孔容积也随着增加, 更有利于吸附固定微生物.这与杜勇(2012)的研究结果一致.因此, 本试验选取700 ℃下制备的生物炭为最佳固定化微生物载体.
3.3 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对人工湿地污水的处理效果在水力停留时间5 d内, 水温为6~8 ℃时, 不同接种量对垂直流湿地中污水的COD、NH4+-N、TN、TP去除效果如图 3所示.其中, A为未投加生物炭和生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3的空白, B为投加未吸附固定Pseudomonas flava WD-3的生物炭空白.
 |
| 图 3 湿地系统中COD(a)、NH4+-N(b)、TN(c)、TP(d)浓度随时间的变化 Fig. 3 The concentration of COD(a), NH4+-N(b), TN(c), TP(d) changes with time |
从图 3可以看出, 生物炭本身对污水中各种污染物有一定的吸附去除效果, 但效率不是很高, 在第5 d时, 投加了空白生物炭(B)的人工湿地出水中COD、NH4+-N、TN、TP的去除率分别为55.83%、65.20%、64.36%、57.06%, 分别为A处理的1.20、1.12、1.10、1.30倍.
但当投加了生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3后, 人工湿地污水的去除效果大幅度提高.在0.012~0.060 g·L-1的接种量情况下, 随着生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3投加量的增加, 湿地系统污水中COD、NH4+-N、TN、TP的去除率也随之增大.当投加量由0.012 g·L-1增至0.060 g·L-1时, 湿地系统各项污水指标去除效果的增幅明显, 但投加量从0.042 g·L-1增至0.060 g·L-1时, 各项污水指标的处理效果增幅并不明显.当投加量为0.060 g·L-1时, 虽然各项污水指标去除效果最好, 但投入过大, 从运行成本方面考虑宜选用0.042 g·L-1为最佳固定化菌投加量.
从图 4可以看出, 在生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3投加量为0.042 g·L-1, 水力停留时间5 d内, 水温为6~8 ℃的条件下, 随着时间的延长, 固定化Pseudomonas flava WD-3对水质各项指标的去除率逐渐增加, 最终对COD的去除率可达88.71%, 对NH4+-N的去除率可达96.39%, 对TN的去除率可达99.23%, 对TP的去除率可达96.43%, 且各指标去除率分别为A处理的1.90、1.65、1.70、2.20倍, 分别为B处理的1.59、1.48、1.54、1.69倍.同时, 该试验结果表明, 在人工湿地系统中, 相比游离Pseudomonas flava WD-3, 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3不仅可以大大缩短人工湿地污水处理的水力停留时间, 而且对污水中COD、NH4+-N、TP的去除效果有明显的提高, 分别为游离菌处理效果的1.03、1.15、1.14倍(唐美珍等, 2014), 且去除性能稳定.其原因可能是：① 生物炭本身能吸附去除污水中一部分污染物；② 生物炭作为低温微生物固定化的载体, 将Pseudomonas flava WD-3固定后, 有效屏蔽了土著菌的竞争及外界不利因素对Pseudomonas flava WD-3菌体的侵害, 提高了细胞生物的稳定性, 进而提高了污水的处理效果；③ Pseudomonas flava WD-3被生物炭固定化后, Pseudomonas flava WD-3随着出流水的流失大大减少, 从而提高了污水的净化效果.
 |
| 图 4 湿地系统中COD、NH4+-N、TN、TP的去除效率随时间的变化 Fig. 4 The removal rate of COD, NH4+-N, TN, TP changes with time |
动力学研究可以优化生化处理的工艺条件及调控方式, 并通过建立降解动力学模型, 模拟最适当的工艺流程和工艺参数, 预测微生物降解废水的趋势.湿地设计通常采用的是一级动力学模型, 其基本设计方程在澳大利亚、欧洲、美国被广泛应用于湿地设计和对湿地污染物去除效果的预测.虽然有局限性, 但由于其参数的求解及计算过程都很简单, 因此, 目前仍把它作为描述湿地中污染物去除过程的最合适的方程.
用于湿地的一级动力学方程, 主要考虑处理负荷与处理效率之间的关系, 模型的推导以基质的降解服从一级反应动力学为基础.污染物在人工湿地中的降解去除一级动力学模式为(Kadlec, 2000; 王小晓等, 2013)：
|
(1) |
|
(2) |
式中, kv为污染物体积去除速率常数(d-1)；Ci为进水浓度(mg ·L-1)；Co为出水浓度(mg ·L-1)；t为水力停留时间(d).
根据以上动力学模型, 将不同投菌量时污染物在湿地系统的出水浓度记作Ce(水力停留时间5 d内), 进水浓度记作C0, 以ln(Ce/C0)为纵坐标, 以时间t为横坐标, 绘制CODCr、NH4+-N、TN和TP的时间变化曲线, 结果如图 5所示(图中x1~x6分别表示A、B、0.012、0.030、0.042、0.060 g·L-1投菌量下的时间).同时, 将各投菌量在水力停留时间第5 d时的COD、NH4+-N、TN和TP测定结果代入式(2), 计算出的kv如表 3所示.
 |
| 图 5 不同投菌量时污染物浓度随时间的变化特点(a.COD, b.NH4+-N, c.TN, d.TP) Fig. 5 Change of pollutants with time with different dosage |
| 表 3 人工湿地中污染物的去除一级动力学速率常数kv Table 3 kv in the pseudo-first order reaction of pollutants removal in the constructed wetland |
|
通过对不同投菌量时人工湿地中各污染物的变化规律进行分析后可以看出, 投加了生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3的人工湿地污水中, COD、NH4+-N、TN和TP的降解过程符合一级动力学模型.
体积去除速率常数kv的大小代表着污染物降解速率的大小, 在水力停留时间5 d内, 投加了生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3的人工湿地中各污染物有着较大的降解速率, 且随着生物炭菌剂投加量的增加, 人工湿地污水中COD、NH4+-N、TN和TP的降解速率也随之增加, 各自kv的R2分别达0.91、0.97、0.99和0.98.
4 结论(Conclusions)1) 水稻秸秆生物炭最佳热解温度为700 ℃, 对Pseudomonas flava WD-3的吸附固定化时间为24 h.
2) 生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3对冬季人工湿地的污水具有良好的净化效果, 综合运行成本方面考虑宜选用0.042 g·L-1为最佳固定化菌的投加量.在最佳投加量(0.042 g·L-1)的情况下, 固定化Pseudomonas flava WD-3对污水中COD、NH4+-N和TP的去除效率有明显提高, 分别为游离菌处理效果的1.03、1.15、1.14倍, 且去除性能稳定.
3) 投加了生物炭固定化Pseudomonas flava WD-3的人工湿地污水的COD、NH4+-N、TN和TP降解过程符合一级反应动力学模型.
Atlas R M. 1981. Microbial degradation of petroleum hydrocarbons:an environmental perspective[J]. Microbiol Rev, 45(1): 180–209.
|
杜勇. 2012. 生物炭固定化微生物去除水中苯酚的研究[D]. 重庆: 重庆大学
http://d.wanfangdata.com.cn/Thesis/Y2152203 |
冯虎元, 马晓军, 章高森, 等. 2004. 青藏高原多年冻土微生物的培养和计数[J]. 冰川冻土, 2004, 26(2): 182–187.
|
国家环境保护总局. 2002. 水和废水监测分析方法[M]. 北京: 中国环境科学出版社.
|
贺锋, 吴振斌, 陶菁, 等. 2005. 复合垂直流人工湿地污水处理系统硝化与反硝化作用[J]. 环境科学, 2005, 26(1): 47–50.
|
籍国东, 孙铁珩, 常士俊, 等. 2001. 人工潜流湿地处理稠油采出水的实验研究[J]. 环境科学学报, 2001, 21(5): 619–621.
|
姜安玺, 孟雪征, 曹相生, 等. 2002. 耐冷菌的分离及在低温污水处理中的应用研究[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2002, 34(4): 563–569.
|
Jarvinen T K, Milln E S, Puhakka J A. 1994. High rate bioremediation of chlorophenol contaminated groundwater at low temperatures[J]. Environmental Science & Technology, 28(13): 2387–2392.
|
Kadlec R H. 2000. The inadequacy of first-order treatment wetland models[J]. Ecol Eng, 15: 105–119.
DOI:10.1016/S0925-8574(99)00039-7
|
Klein J, Ziehr H. 1990. Immobilization of microbial cells by adsorption[J]. Journal of Biotechnology, 16(1/2): 1–15.
|
Li H, Liu L, Yang F. 2012. Hydrophobic modification of polyurethane foam for oil spill cleanup[J]. Marine Pollution Bulletin, 64: 1648–1653.
DOI:10.1016/j.marpolbul.2012.05.039
|
Lin M, Liu Y, Chen W, et al. 2014. Use of bacteria-immobilized cotton fibers to absorb and degrade crude oil[J]. Int Biodeterior Biodegradation, 88: 8–12.
DOI:10.1016/j.ibiod.2013.11.015
|
李兵, 张庆芳, 窦少华, 等. 2010. 低温石油降解菌LHB16的筛选及降解特性研究[J]. 生物技术, 2010, 20(5): 83–85.
|
李娟, 张龙庄, 段亮, 等. 2011. 人工湿地废水处理技术的研究现状以展望[J]. 南方农业学报, 2011, 42(1): 69–73.
|
李田, 刘光琇, 安黎哲. 2006. 低温微生物的适冷特性研究进展及其应用前景[J]. 冰川冻土, 2006, 3(28): 450–455.
|
梁继东, 周启星, 孙铁珩. 2003. 人工湿地污水处理系统研究及性能改进分析[J]. 生态学杂志, 2003, 22(2): 49, 55.
|
Ma X, Li N, Jiang J, et al. 2013. Adsorption-synergic biodegradation of high-concentrated phenolic water by Pseudomonas putida immobilized on activated carbon fiber[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 1: 466–472.
DOI:10.1016/j.jece.2013.06.014
|
桑军强, 王志农, 李福志, 等. 2005. 饮用水生物处理中微生物量和活性的测定方法[J]. 环境污染治理技术与设备, 2005, 6(8): 88–90.
|
唐美珍, 丁鹏飞, 夏欣, 等. 2014. Pseudomonas flava WD-3在人工湿地污水净化中的应用研究[J]. 环境科学学报, 2014, 34(8): 1995–2000.
|
唐美珍, 李婷婷, 王艳娜, 等. 2013. 人工湿地中一株高效低温菌的分离鉴定与去除特性研究[J]. 环境科学学报, 2013, 33(3): 708–714.
|
Scholes L N L, Shutes R B E, Revitt D M, et al. 1999. The removal of urban pollutants by constructed wetlands during wet weather[J]. Water Science and Technology, 40(3): 333–340.
|
Shuo Y, Jinren N, Qian C, et al. 2013. Enrichment and characterization of a bacteria consortium capable of heterotrophic nitrification and aerobic denitrification at low temperature[J]. Bioresource Technology, 127: 151–157.
DOI:10.1016/j.biortech.2012.09.098
|
Vacková L, Srb M, Stloukal R, et al. 2011. Comparison of denitrification at low temperature using encapsulated Paracoccus denitrificans, Pseudomonas fluorescens and mixed culture[J]. Bioresource Technology, 102: 4661–4666.
DOI:10.1016/j.biortech.2011.01.024
|
Werker A G, Dougherty J M, McHenry J L, et al. 2002. Treatment variability for wetland wastewater treatment design in cold climates[J]. Ecological Engineering, 19(1): 1–11.
DOI:10.1016/S0925-8574(02)00016-2
|
Westlake W S, Jobson A, Phillippe R. 1974. Biodera-ability and crude oil composition[J]. Microbiology, 20(3): 915–928.
|
Wood J, Femandez G, Barker A, et al. 2007. Efficiency ofreed beds in treating dairy wastewater[J]. Biosystems Engineering, 98(4): 455–469.
DOI:10.1016/j.biosystemseng.2007.09.022
|
王建龙. 2003. 固定化对微生物生理变化的影响[J]. 中国生物工程杂志, 2003, 23(7): 62–66.
|
王绍良, 郑立, 崔志松, 等. 2011. 固定化微生物技术在海洋溢油生物修复中的应用[J]. 海洋科学, 2011, 35(12): 127–131.
|
王小晓, 鲍建国, 龚路军, 等. 2013. 潜流人工湿地处理农村生活污水动力学研究[J]. 环境科学与技术, 2013, 36(3): 111–115.
|
Xin W, Xuejiang W, Mian L, et al. 2015. Adsorption-synergic biodegradation of diesel oil in synthetic seawater by acclimated strains immobilized on multifunctional materials[J]. Marine Pollution Bulletin, 92: 195–200.
DOI:10.1016/j.marpolbul.2014.12.033
|