2020, Vol. 40
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利用废纸造纸会消耗大量的水, 生产用水经过处理后循环利用, 造成出水中钙离子浓度较高, 通常可达1000~1600 mg·L-1.高钙废水会产生结垢, 造成管道、锅炉、换热器等设备的堵塞, 同时会使厌氧和好氧生化处理过程产生严重的钙化问题.研究发现，利用序批式生物反应器(SBR)处理含钙废水时, 随着钙离子浓度的升高, 活性污泥无机组分逐渐增加, 活性微生物减少, COD去除率显著下降(樊艳丽等, 2014).在好氧生物曝气处理高钙废水过程中, 在实现相同的总有机碳去除率情况下, 高钙废水处理时间明显长于不含钙对照组(Xia et al., 2017).为了减轻废水中高浓度的可溶性钙离子对后续处理的影响, 工业上一般通过加入化学药剂使钙离子生成碳酸钙晶体, 如通过添加Na2CO3的方法降低Ca2+(薛方勤等, 2015), 或者阻止钙离子形成结垢(陈娜等, 2015).但上述方法药剂投加量大, 其中, 结晶法会使出水的碱度和pH过高, 而添加阻垢剂的方式并没有真正有效去除废水中的钙离子.
生物矿化(MICP)作为一种去除水中无机污染物的替代方法, 由于成本低廉、选择性高、操作灵活等优点, 被越来越广泛地运用到废水处理中.如Yusuf等(2015)将分离出的两株功能菌运用到造纸废水处理中, 利用反硝化过程除钙.生物矿化过程是利用一类在自然生物地球化学循环中起重要作用的微生物, 在特定的条件下通过自身代谢活动提高pH和无机碳含量, 从而促进钙、镁等离子生成碳酸盐沉淀, 该过程在水处理过程中广泛存在.例如, Gonzalez-Martinez等(2015)在研究移动床膜生物反应器膜污染时发现, 与生成碳酸钙和鸟粪石相关的菌株占总细菌的21%.目前大部分生物矿化细菌来自厚壁菌门, 尤其是Bacillus属细菌表现出较高的尿素分解速率(Wong et al., 2015).此外, 在放线菌门、变线菌门中也发现了具有相应特性的细菌, 如放线菌门的Kocuria flava(Achal et al., 2011).造纸废水中微生物组成多样, 目前已发现Thermacetogenium sp和Ruminococcus albus等生物矿化细菌(尹礎, 2008), 利用该类细菌强化生物矿化过程能有效去除工业废水中的可溶性钙离子.
与生物矿化相关的微生物种类丰富(Dhami et al., 2013), 在造纸废水处理中也已经有所运用.Sofie Den等(2017)利用微藻细菌絮体处理造纸废水, 在光照条件下, 微藻在SBR反应器中通过光合作用进行生物矿化除钙, 虽然成本较低, 但要求有稳定的光照, 而且钙去除率最高只有38%.而造纸废水中钙离子浓度较高, 要求更高的去除率才能减小对后续深度处理单元的影响.此外, 造纸废水缺氮少磷, 目前通过投加磷酸二氢铵(NH4H2PO4)补充氮、磷.因此, 利用尿素水解进行生物矿化时, 添加的尿素既可用于生物矿化除钙, 同时可用作氮源补充剂, 减少其他药剂的消耗.综合考虑, 在造纸废水生物除钙过程中, 通过尿素水解进行生物矿化是最简便、应用性最强的途径.
尿素水解生物矿化主要通过产脲酶菌高效催化尿素水解(季斌等, 2017).理论上, 1 mol尿素在细胞内脲酶催化下分解为1 mol氨和1 mol氨基甲酸, 氨基甲酸再分解为氨和碳酸(式(1)~(2)), 随后氨和碳酸发生水解平衡(式(3)~(5)).同时, 由于产脲酶菌细胞壁带负电荷, 会吸附废水中的可溶性钙离子, 与碳酸根形成钙沉淀(式(6)).
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目前, 大量的研究集中在分离纯化培养分解尿素效率高的单株产脲酶菌, 如张振远等(2014)通过对碳酸盐矿化菌的分离筛选, 筛选出1株脲酶活性高、沉积碳酸钙量大的巴斯德芽孢杆菌, 单体脲酶活性达1.05 mmoL·min-1·OD-1.虽然单株功能菌水解尿素能力强, 能有效沉淀大量碳酸钙, 但细菌分离纯化培养对培养条件控制要求较高, 容易受到污染, 不适合用于大规模工业水处理.
Hammes等(2003)在高浓度尿素环境下利用废水驯化出产脲酶菌丰富的污泥, 用于高钙废水除钙, 但并未明确驯化污泥中产脲酶菌的种类, 并且在培养过程中出现了pH下降问题, 进而对除钙产生不利影响.这主要是因为在尿素水解生物矿化除钙过程中, 由于碳酸平衡的存在, 尿素水解产生的无机碳只有一部分能与钙离子反应生成沉淀.无机碳会以溶解性CO2、H2CO3、HCO3-、CO32- 4种形式存在, 其分布受到pH控制.徐敬等(2004)发现碳酸钙析晶过程不是一个孤立过程, 而是伴随有CO2气体向大气释放的过程, CO2气体的释放使溶液pH上升, 从而促使CaCO3析出.在没有剧烈搅动或者曝气条件下, 尿素水解生物矿化过程中CO2气体的释放速率较慢.而适当曝气有利于充分利用尿素水解产生的无机碳, 如Seifan等(2017)发现, 在3 L的好氧生物反应器中, 当曝气量从1.5 L·min-1上升至13.5 L·min-1时, 碳酸钙沉淀量增加4.2倍.因此, 本文在生物矿化的基础上辅助曝气, 对无机碳进行吹脱, 提高pH, 进一步提高除钙效率.
在造纸废水生化处理过程中, 由于厌氧出水中钙离子浓度较高, 后续好氧活性污泥会出现严重的污泥钙化问题.为了缓解高钙废水对活性污泥的冲击, 本研究考虑在厌氧处理和好氧处理之间增加尿素水解生物矿化除钙过程, 如图 1所示.
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| 图 1 生物矿化反应器在造纸废水处理系统中的位置 Fig. 1 The place of biomineralization reactor in the papermaking wastewater treatment system |
综上所述, 传统的造纸废水化学除钙方法存在药剂投加量大、费用昂贵、条件控制严格等问题, 本研究利用成本低廉、操作简单的生物矿化过程对造纸废水进行除钙.与一般的分离纯化单株或者多株功能菌不同, 为了在实际工程中方便运用, 本文在高尿素浓度环境下优化培养所有能分解尿素、进行生物矿化作用的细菌.针对生物矿化产生的无机碳造成体系pH下降的问题, 本文在生物矿化的基础上进行曝气, 吹脱二氧化碳促进钙沉淀, 进一步提高钙去除率, 同时探讨不同曝气量对生物矿化除钙的影响.最后对驯化污泥进行微生物组成分析, 以明确造纸废水中产脲酶菌的来源和组成.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 活性污泥法处理高钙废水实验实验装置使用一般的序批式反应器, 其内径为9 cm, 高度为60 cm, 有效体积为3.8 L.反应器运行周期为12 h, 其中, 进水40 min, 沉淀1 h, 出水30 min, 静置40 min, 曝气9 h, 交换比为50%.进水阶段采用蠕动泵加压从反应器底部进水, 好氧阶段采用增氧泵供氧, 气水比为50:1.反应器进水、搅拌、曝气、排水利用PLC进行自动控制.
本实验进水取自浙江嘉兴某造纸厂厌氧塔出水, 钙离子浓度为750 mg·L-1, COD为451 mg·L-1.由于厌氧出水中氨氮浓度只有1 mg·L-1, 因此, 加入尿素补充氮源.同时为了探究不同尿素浓度的影响, 设置0.5、1、1.5 g·L-1 3个尿素浓度梯度, 在3组SBR反应器中运行.接种污泥来自于浙江嘉兴某造纸厂曝气池, 闷曝24 h后取用, 接种浓度为(3000±50) mg·L-1.在第4个周期时, 从各反应器中取样测定混合液悬浮固体浓度(MLSS)与灰分.
2.2 产脲酶菌污泥驯化在1 L锥形瓶中接种造纸废水厌氧出水, 加入尿素至浓度为1 g·L-1, 对照组不加尿素, 然后放入摇床, 在25 ℃下恒温振荡24 h, 转速为160 r·min-1.24 h后取出锥形瓶, 沉淀1 h, 保留污泥, 排出上清液, 取样分析上清液中的pH、Ca2+、NH4+-N、无机碳. 重新加入厌氧出水至1 L, 再加入尿素至1 g·L-1, 对照组则不加尿素.重复以上操作, 直到上清液水质分析数据显示产脲酶菌已经能充分分解尿素.
2.3 生物矿化除钙实验生物矿化除钙实验在自行设计的圆柱形反应器中进行, 有效体积为4 L, 每个反应器配有相应的进水泵、出水泵、尿素泵、机械搅拌装置、曝气装置(曝气组).所有反应器均序批式运行, 水力停留时间8 h, 一个周期包括：①进水20 min, 期间2 min进浓缩尿素；②反应6 h；③静置沉淀1 h 20 min；④排水20 min.反应器进水、搅拌、曝气、排水利用PLC进行自动控制, 反应器示意图见图 2.
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| 图 2 生物矿化除钙装置示意图 Fig. 2 Schematic diagram of the MICP reactor |
实验启动时, 每个反应器接种200 mL预先驯化的污泥, 随后每次排出上清液3.6 L, 留下400 mL污泥.每个反应器进3.6 L模拟高钙废水、200 mL浓缩尿素, 使尿素投加组的尿素含量达到0.5 g·L-1.
为了研究曝气在生物矿化除钙及对微生物的作用, 设置曝气组和搅拌组, 其中搅拌组不曝气, 曝气组曝气量为0.2 L·min-1, 两个组别均投加尿素, 其他条件一致.为了从侧面反映曝气在生物矿化除钙中的作用, 曝气组在第9个周期开始前停止曝气.
为了进一步确定曝气量的影响, 设置3个梯度曝气组, 曝气量分别为0.5、1、1.5 L·min-1, 其他条件均一致.
2.4 进水水质为了使进水水质稳定, 生物矿化除钙实验的进水为模拟废水, 以葡萄糖为主要碳源, 无机碳含量、钙离子浓度均参照厌氧废水实测值进行配比, 具体组成如表 1所示.
| 表 1 模拟废水组成 Table 1 Components of synthetic wastewater |
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Ca2+采用火焰原子吸收法(岛津, AA6800)测定；pH值采用梅特勒pH计测定；COD采用重铬酸钾法测定；有机碳和无机碳采用总有机碳分析仪(岛津, TOC-4200)测定；氨氮采用纳氏试剂分光光度法测定；MLSS和MLVSS采用重量法测定；沉淀晶型采用XRD射线衍射仪(岛津, XRD-6100)测定；元素组成采用能量色散X射线光谱仪(岛津, EDX-8000)测定.
产脲酶菌活性污泥驯化培养7 d后, 分别在实验组和对照组中取3个平行污泥样, 污泥冷冻后进行16S rRNA高通量测序, 实验在上海派森诺公司完成, 在Illumina公司的MiseqPE300平台上完成分析.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 模拟高钙废水对活性污泥好氧处理的影响高钙废水直接进入活性污泥好氧处理系统会造成显著的钙化问题, 使污泥积累大量灰分, 尤其随着尿素投加量的增加, 无机物含量呈上升趋势(图 3).这是因为尿素会被产脲酶菌分解, 产生氨氮(图 4a), 从而提高了体系pH值(图 4b), 促进钙沉淀生成, 3组SBR反应器钙去除率均超过80%(图 4c).分析3组SBR反应器内活性污泥XRD图谱发现, 所生成的沉淀为方解石(图 5).随着反应器的运行, COD去除率呈下降趋势(图 4d), 可能是因为污泥中碳酸钙含量上升, 活性污泥分解有机物能力逐渐下降.特别是随着尿素投加量的上升, 污泥钙化愈加严重, 出水COD甚至出现上升的情况, 这主要是由于污泥钙化使微生物死亡, 从而引起水中有机物增加.这与樊艳丽等(2014)在利用活性污泥法处理高钙废水时发现随着Ca2+的上升, COD去除率下降, 活性微生物逐渐减少的结论一致.
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| 图 3 3组SBR反应器中活性污泥灰分含量和污泥浓度 (第4个周期) Fig. 3 Ash content and MLSS of activated sludge in three SBR reactors (cycle 4) |
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| 图 4 3组SBR反应器运行期间NH4+-N(a)、pH(b)、Ca2+(c)、COD(d)变化情况 Fig. 4 The variation of NH4+-N(a), pH(b), soluble calcium(c) and COD(d) in three SBR reactors during the experimental period |
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| 图 5 3组SBR反应器中活性污泥的XRD谱图 Fig. 5 XRD spectra for activated sludge of three SBR reactors |
以尿素为氮源有利于提高活性污泥好氧处理阶段的曝气除钙效果, 但会带来污泥钙化问题, 影响有机物去除效果.因此, 有必要在废水进入活性污泥好氧曝气之前增加除钙步骤.同时注意到, 虽然加入尿素有利于除钙, 但过多的尿素投加量会使出水氨氮浓度过高, 不利于水质达标.此外, 当尿素投加量由0.5 g·L-1增加到2 g·L-1时, 钙除去率上升不明显(图 4c), 因此, 后续生物矿化除钙选择0.5 g·L-1尿素投加量.
3.2 产脲酶菌污泥培养效果在尿素投加组, 由于产脲酶菌的大量生长, 分解尿素的能力增强, 第4 d时上清液中氨氮浓度达到494 mg·L-1(图 6), 接近所投加尿素被完全分解时的产量.说明在1 g·L-1的尿素浓度下, 可以培养出活性较高的产脲酶菌, 所产生的氨氮提高了溶液的pH, 但较高的出水氨氮浓度不利于水质达标, 因此, 后续生物矿化实验中将尿素浓度降低至0.5 g·L-1.同时注意到对照组pH也有显著的提高, 这是由于锥形瓶在摇床中剧烈震荡, 使钙沉淀过程中产生的CO2逸出, 提高了溶液pH(式(7)).
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| 图 6 污泥培养过程中pH、氨氮变化 Fig. 6 pH and NH4+-N variations during sludge cultivation period |
如图 7a所示, 搅拌组钙离子去除率保持在50%左右, 而曝气组钙离子去除率在80%左右, 都主要生成方解石沉淀(图 8).但在尿素分解产生氨氮的同时(图 7b), 搅拌组的溶液pH却小于对照组(图 7c), 这主要是因为根据碳酸钙沉淀理论, 在HCO3-为主的溶液中, 生成碳酸钙的过程中会生成二氧化碳, 而二氧化碳的逸出会使pH上升.由于对照组只有搅拌没有曝气, 二氧化碳的逸出较慢, 因此, 对照组pH上升幅度较小, 最终保持在7.5左右.而在搅拌组中, 在尿酶作用下, 尿素分解产生了更多的无机碳, 一方面无机碳含量的上升促进了钙离子的沉淀, 另一方面沉淀过程中水中积累了更多的溶解性二氧化碳, 造成体系pH下降.在曝气组中二氧化碳在曝气作用下被充分吹脱, 使体系pH上升至8.2左右, 远高于搅拌组的7.2.
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| 图 7 生物矿化除钙实验中Ca2+去除率(a)、NH4+-N浓度(b)、pH(c)、有机物去除率(d)、无机碳浓度(e)的变化 Fig. 7 Variations of soluble calcium(a), NH4+-N(b), pH(c), organic matter(d) and inorganic carbon (e) in MICP experiment |
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| 图 8 曝气组和搅拌组底部沉淀XRD谱图 Fig. 8 XRD spectra for precipitation of aeration and agitation groups |
实际沉淀过程产生的二氧化碳并不会被完全吹脱.为了获得吹脱效率数据, 在补充的实验中保持其他条件与曝气组一致, 但不加入驯化污泥.根据本研究实测的数据, 在曝气量为0.2 L·min-1左右时, n(IC)/ n(Ca)≈1.4.在本实验中, 曝气组在78%的去除率下一共消耗无机碳327 mg·L-1, 而搅拌组在假设几乎无吹脱作用的情况下, 将会消耗无机碳162 mg·L-1, 根据氨氮产生量(图 7b)和式(1)、(2)进行计算, 曝气组比搅拌组多产生40 mg·L-1无机碳.理论上, IC(搅拌组)-IC(曝气组) =(-40)-(162-327)=125 mg·L-1.而实测IC(搅拌组)-IC(曝气组)=106 mg·L-1, 非常接近理论值.说明曝气吹脱作用在尿素水解生物矿化水解过程中对于提高pH具有重要的作用.
另一方面, 如图 7d所示, 曝气组80%的有机物去除率远高于搅拌组36%的去除率, 这说明少量的曝气能促进产脲酶菌的生长, 加速有机物的分解, 增加尿素的分解能力.而在曝气组停止曝气后, 产脲酶菌分解有机物的能力显著变弱, 氨氮生成量降到与搅拌组接近的水平.失去了二氧化碳吹脱功能后, pH降低, 钙离子去除率降到50%左右.
虽然Hammes等(2011)在尿素投加量为1 g·L-1, 水力停留时间为48 h时, 可使钙离子去除率达到90%以上, 但本研究通过曝气辅助, 在实现80%钙离子去除率的同时, 使药剂投加量减半, 停留时间仅为8 h, 更具有实际运用价值.
3.3.2 曝气量对生物矿化除钙影响进一步研究曝气量对生物矿化除钙作用, 发现随着曝气量的上升, 有机物和钙离子去除率均有所上升(图 9a与9b).但由于3组的氨氮产生量均已接近尿素投加量为0.5 g·L-1时的理论最大值, 曝气量的提高对加速产脲酶菌的生长不再显著, 3组的有机物去除率稳定在80%左右.此时随着曝气量的增加, pH和钙去除率的提高主要是由于二氧化碳吹脱效果加强.
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| 图 9 不同曝气量下生物矿化除钙实验中有机物去除率(a)、Ca2+去除率(b)、pH(c)、NH4+-N浓度(d)的变化 Fig. 9 Organic matter(a) and soluble calcium(b) removal, pH(c), NH4+-N(d) variations in MICP experiments under different aeration rate |
曝气量为0.5 L·min-1时与0.2 L·min-1时相比, 钙离子去除率和有机物去除率几乎一致, pH与氨氮产量也处于同一水平, 这与Seifan等(2017)在钙离子浓度为25000 mg·L-1, 尿素投加量为65 g·L-1时, 通过持续提高曝气量能不断增加碳酸钙产量不同.在造纸废水厌氧废水的钙离子浓度水平下, 尿素投加量为0.5 g·L-1时, 在较低曝气量下, 二氧化碳吹脱已经较为充分, 能达到良好的除钙效果.进一步增大曝气量虽然可以将钙离子去除率从80%提高至95%左右, 但当钙离子浓度降至200 mg·L-1左右时, 已经不会在后续生化处理系统中造成严重的污泥钙化问题, 而且适当的钙离子浓度能增强活性污泥的沉降性与污泥絮体间的吸附剂架桥作用(Peeters et al., 2011).
3.4 产脲酶菌污泥生物组成和功能分析已有研究表明, 生物矿化微生物属于氨化细菌范畴, 除了少量分布在变形菌门和放线菌的产脲酶菌, 绝大多数分布在厚壁菌门.本文首次对培养自造纸废水的富含产脲酶菌的污泥进行组成分析, 表 2列举了对照组及尿素投加组中所有占总细菌比例超过1%的门类, 研究发现, 通过添加尿素培养, 厚壁菌门(Firmicutes)细菌占总细菌的比例达到32.2%, 而对照组中只占10.2%, 其他门类无显著变化.在厚壁菌门中, 尿素投加组中芽孢杆菌纲(Bacilli)和梭菌纲(Clostridia)的比例相对于对照组有显著上升(表 3), 尤其是芽孢杆菌纲, 尿素培养后占总细菌的20.7%.进一步发现, 芽孢杆菌纲的上升是因为芽孢杆菌目(Bacillales)中的热杆菌属(Thermicanus)增加, 该属占总细菌的15%, 而对照组中仅为1.64%.除此之外, 产乙醇杆菌属(Ethanoligenens)和肠球菌属(Enterococcus)也有显著上升, 占比分别为7.48%和4.17%, 而对照组中分别为1.63%和0.569%.
| 表 2 活性污泥中细菌门分类水平组成 Table 2 Taxonomy composition of bacterial in activated sludge at phylum level |
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| 表 3 厚壁菌门细菌纲分类水平组成 Table 3 Taxonomy composition of bacterial in Firmicutes at class level |
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| 表 4 细菌在属分类水平上的主要变化 Table 4 Main changes of taxonomy composition of bacterial at genera level |
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研究发现, 直接利用常规活性污泥法处理高钙废水会造成污泥钙化, 影响有机物去除率.而本研究从造纸废水厌氧出水中驯化培养出的污泥富含产脲酶菌, 这些微生物在钙去除率较高时仍保持较高的活性.利用该驯化污泥处理高钙废水, 通过生物矿化能有效去除钙离子, 同时保持较高的有机物去除率.当尿素投加量为0.5 g·L-1时, 在不曝气仅搅拌条件下钙离子去除率达到50%左右.而一定的曝气可以增强产脲酶菌活性, 促进二氧化碳吹脱.当曝气量为0.2 L·min-1时, 钙离子和有机物去除率均达到80%左右.但持续增大曝气量无法继续提高有机物去除率, 对钙去除率的提升也有限.最后, 通过基因组测序发现驯化污泥中产脲酶功能菌主要来自厚壁菌门, 特别是芽孢杆菌纲中的热杆菌属.
Achal V, Pan X, Zhang D. 2011. Remediation of copper-contaminated soil by Kocuria flava CR1, based on microbially induced calcite precipitation[J]. Ecological Engineering, 37(10): 1601-1605. DOI:10.1016/j.ecoleng.2011.06.008 |
陈娜, 杨刚. 2015. 阻垢剂在反渗透处理造纸废水中的应用[J]. 南京工业大学学报(自然科学版), 37(4): 124-128. DOI:10.3969/j.issn.1671-7627.2015.04.022 |
Dhami N K, Reddy M S, Mukherjee A. 2013. Biomineralization of calcium carbonates and their engineered applications:A review[J]. Frontiers in Microbiology, 4: 314. |
樊艳丽, 孔秀琴, 牛佳雪. 2014. 活性污泥法处理高钙废水中污泥特性的变化[J]. 环境工程学报, 8(9): 3670-3674. |
Gonzalez-Martinez A, Leyva-Díaz J C, Rodriguez-Sanchez A, et al. 2015. Isolation and metagenomic characterization of bacteria associated with calcium carbonate and struvite precipitation in a pure moving bed biofilm reactor-membrane bioreactor[J]. Biofouling, 31(4): 333-348. DOI:10.1080/08927014.2015.1040006 |
Hammes F, Seka A, de Knijf S, et al. 2003. A novel approach to calcium removal from calcium-rich industrial wastewater[J]. Water Research, 37(3): 699-704. DOI:10.1016/S0043-1354(02)00308-1 |
Hammes F, Arsène S, Hege K V, et al. 2003. Calcium removal from industrial wastewater by bio-catalytic CaCO3 precipitation[J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology, 78(6): 670-677. |
季斌, 陈威, 樊杰, 等. 2017. 产脲酶微生物诱导钙沉淀及其工程应用研究进展[J]. 南京大学学报(自然科学版), 53(1): 191. |
Peeters B, Dewil R, Lechat D, et al. 2011. Quantification of the exchangeable calcium in activated sludge flocs and its implication to sludge settleability[J]. Separation & Purification Technology, 83: 1-8. |
Seifan M, Samani A K, Berenjian A. 2017. New insights into the role of pH and aeration in the bacterial production of calcium carbonate (CaCO3)[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 101(8): 3131-3142. DOI:10.1007/s00253-017-8109-8 |
Sofie V D H, André R, Hamaekers H, et al. 2017. Microalgal bacterial flocs treating paper mill effluent:A sunlight-based approach for removing carbon, nitrogen, phosphorus, and calcium[J]. New Biotechnology, 39: 1-10. DOI:10.1016/j.nbt.2017.03.004 |
Wong L S. 2015. Microbial cementation of ureolytic bacteria from the genus Bacillus:a review of the bacterial application on cement-based materials for cleaner production[J]. Journal of Cleaner Production, 93: 5-17. DOI:10.1016/j.jclepro.2015.01.019 |
Xia Y, He P J, Pu H X, et al. 2017. Inhibitory effect of high calcium concentration on municipal solid waste leachate treatment by the activated sludge process[J]. Waste Management & Research, 35(5): 508-514. |
薛方勤, 孙振亮, 钱明, 等. 2015. 废纸造纸废水厌氧处理中降低反应器颗粒污泥钙化的研究[J]. 中国造纸, 34(2): 19-24. DOI:10.3969/j.issn.0254-508X.2015.02.005 |
徐敬, 李杰. 2004. CO2释放对碳酸钙过饱和溶液析晶过程的影响[J]. 同济大学学报(自然科学版), 32(9): 1173-1177. DOI:10.3321/j.issn:0253-374X.2004.09.012 |
Yusuf C E, Nele B, Nico B. 2015. Microbially induced CaCO3 precipitation through denitrification:An optimization study in minimal nutrient environment[J]. Biochemical Engineering Journal, 101: 108-118. DOI:10.1016/j.bej.2015.05.006 |
尹礎.2008.高浓度造纸废水厌氧处理中颗粒污泥的微生物群落结构及形成的研究[D].长沙: 中南大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10533-2009241124.htm
|
张振远.2014.碳酸盐矿化菌的分离筛选及生物注浆实验研究[D].衡阳: 南华大学 http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10555-1014410585.htm
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