电镀是全球三大污染工业之一. 电镀过程中产生的废水成分复杂，通常含有多种毒性物质，如果直接排入环境将造成严重污染，因此，各国政府非常重视电镀废水的处理[1]. Cr(VI)是电镀废水中常见的污染物，是国际癌症研究机构(IARQ)及美国政府工业卫生学家协会(ACGIH)确认的致癌物质，被美国环保局(USEPA)认定为对人体危害最大的17种化学物之一，所以处理电镀废水中的Cr(VI)污染对保护人类健康和环境安全意义重大[2-3].
电镀废水中的Cr(VI)污染处理方法主要有吸附法[4-5]、萃取法[6-7]、化学法等[8]. 化学法是目前国内外最常用的方法，但是大量使用化学药剂容易引起二次污染，因此需要研发新处理技术. 微生物处理电镀废水中的Cr(VI)污染是指通过微生物本身或微生物代谢产物与Cr(VI)相互作用，清除电镀废水中的Cr(VI)[9]，具有过程控制简单、无二次污染等优点，应用前景广阔，是目前研究的热点. 自20世纪70年代首次发现Pseudomonas dechromaticans具有Cr(VI)还原功能以后[10]，大量Cr(VI)还原微生物被分离出来[11-12]，但是大部分只能耐受和处理中低浓度的Cr(VI)污染(<200 mg/L)[13-16]，并且容易受环境中盐度等因素的影响，限制了微生物在实际Cr(VI)污染处理过程中的应用. 自然界中广泛存在具有Cr(VI) 耐性和处理能力的功能菌[17]，污染环境的选择作用改变了微生物种群的组成结构，提高了从中获得功能微生物的几率. 与空气相比，土壤和水体流动性较低，微生物群落结构相对稳定，目前分离纯化的Cr(VI) 耐性和处理功能菌主要来自污染土壤和水体[18-20]，很少尝试从空气中分离纯化功能微生物. 空气与土壤、水体间存在广泛的物质交换，空气良好的流动性促进了微生物的迁移和交融，利于产生具有新性状的功能微生物和菌群，研究空气中的微生物对电镀废水中Cr(VI)的处理能力可加深对Cr(VI)处理功能菌的认识，为研发新的Cr(VI)污染处理技术提供支撑.
电镀废水中含有大量的盐分，对微生物的生长和Cr(VI)处理有着不可忽略的影响[21-22]. 一方面，盐分可以调节渗透压，影响微生物的生长和代谢，从而降低甚至消除微生物的Cr(VI)污染处理能力[23]. 另一方面，盐分可以增加某些微生物对Cr(VI)的耐受能力，促进微生物的生长并提高微生物的Cr(VI)处理能力[24]. 研究盐度对功能微生物生长和Cr(VI)处理能力的影响，有助于评估微生物处理高盐度电镀废水中Cr(VI)污染的潜力. 利用从室内空气中分离得到的草酸青霉SL2，分析盐度对SL2生长和Cr(VI)处理能力的影响，考察SL2处理电镀废水中Cr(VI)污染的效果，为实际应用提供参考依据.
1 材料与方法 1.1 试验微生物试验所用微生物为从室内空气中分离得到的耐Cr(VI)丝状真菌，经形态学分析和18s-ITS rDNA Blast比对，鉴定为草酸青霉(Penicillium oxalicum)，命名为SL2. SL2在土豆培养基生长良好，能耐受2 g/L的Cr(VI)，具有很强的Cr(VI)去除能力[25].
1.2 培养基采用土豆培养基为试验微生物提供营养. 培养基制作方法如下：称取200 g马铃薯加入1 L水中，煮30 min，双层纱布过滤，补水至1L，加10 g葡萄糖，溶解后于115 ℃湿热灭菌20 min.
1.3 含Cr(VI)电镀废水含铬电镀废水采自浙江省金华市某电镀污水处理厂. 原水中pH=1.8，不适宜试验微生物生长，在试验前用NaOH将pH值调整到7.1，过滤后用于试验. 电镀废水中主要金属元素的质量浓度采用电感耦合等离子体原子发射光谱法(inductively coupled plasma-atomic emission spectrometry, ICP-AES) 测定，盐度采用重量法(HJ/T51-1999) 测定.
1.4 Cr(VI)和Cr(III)的测定及计算Cr(VI)质量浓度采用二苯碳酰二肼分光光度法(GB 7467-1987)检测. 总铬元素质量浓度用ICP-AES测定. 由于自然界中稳定态的铬元素以Cr(III)和Cr(VI)两种价态存在，Cr(III)质量浓度通过总铬元素质量浓度减去Cr(VI)质量浓度获得.
1.5 盐度对SL2生长的影响向土豆培养基中加入18 g/L的琼脂和0、10、100 g/L的NaCl，于115 ℃湿热灭菌20 min，冷却到不烫手后倒平板，得到含有不同盐度的培养基平板. 在平板中央接种0.5 μL浓度为106个/mL的SL2孢子悬浮液，于30 ℃的恒温培养箱中倒置培养. SL2的生长数据用菌斑直径表示[26]，定时检测菌斑直径获得SL2生长数据.
利用Gompertz模型分析盐度对SL2生长的影响. Gompertz模型是典型的S型三参数增长模型，能够很好地描述微生物的生长[27]，表达式如下：
| $y = A\exp\,\, \left\{ { - \exp\,\, \left[ {\frac{{{\mu _{\rm m}}{\rm e}}}{A}\left( {\lambda - t} \right) + 1} \right]} \right\}. $ | (1) |
式中：y为菌斑直径，t为生长时间，A为相对最大菌斑直径，µm为最大生长率，λ为延滞时间.
为了建立SL2在添加NaCl条件下生长的特征模型，将菌斑直径数据分为2组：一组用于确定SL2生长的模型表达式，包含第2、3、4、6、7、8、9、11、12、13、14、17、19、21天的菌斑直径数据；另一组用来验证模型表达式的准确度与预测能力，包含第5、10、15、20天的菌斑直径数据. 模型的精准度通过R平方(R-squared，R2）、均方误差（mean-square error，MSE）、纳什系数(Nash-Sutcliffe efficiency coefficient，NS)来表示. 当R2 = 1，MSE = 0，NS = 1时，模型的模拟效果最理想[28].
1.6 盐度对SL2处理Cr(VI)的影响考察盐度对SL2处理Cr(VI)污染的影响，为了减少多个因素的交叉影响，直接添加Cr(VI)的培养基进行试验. 将Cr(VI)质量浓度为10 g/L的KCrO4溶液用0.22 μm滤膜过滤灭菌[29]，加入装有土豆培养基的三角瓶中，使培养基中的Cr(VI)质量浓度为178.6 mg/L. 向培养基中分别加0、10、100 g/L的NaCl，按体积分数1%接种浓度为106个/mL的SL2孢子悬浮液，透气封口膜封口后置于30 ℃的恒温震荡培养箱中培养(250 r/min) ，每天检测培养基中Cr(VI)质量浓度.
1.7 实际电镀废水中Cr(VI)污染的处理实际电镀废水成分复杂，某些物质可能抑制微生物的生长代谢和发挥作用，采用摇瓶试验考察SL2处理实际含铬电镀废水中Cr(VI)污染的能力. 电镀废水是分类、分质、分步处理的，在含铬电镀废水中有机物较少，重点关注SL2能否去除电镀废水中高毒性的Cr(VI)，选择Cr(VI)为评价指标. 为了防止其他微生物污染，实验操作在无菌条件下进行，实际电镀废水在试验前经过0.22 μm滤膜过滤灭菌. 由于实际废水中Cr(VI)的处理依赖于微生物的生长和代谢作用，废水不能提供SL2孢子萌发和生长代谢所必需的营养，在试验时向含有电镀废水的250 mL三角瓶中注入无菌土豆培养基，按体积分数1%接种浓度为106个/mL的SL2孢子悬浮液，用透气封口膜封口后置于30 ℃的恒温震荡培养箱中培养(250 r/min). 定时取液体样品检测总铬质量浓度、Cr(VI)质量浓度和pH值.
1.8 菌丝体对铬元素的吸附累积为了分析SL2在处理电镀废水过程中吸附累积铬元素的量，过滤收集处理电镀废水后的菌丝体，60 ℃烘干到恒重后按如下方法处理[30-31].
准确称取140 mg菌丝体样品加入1.5 mL浓硝酸，室温下放置30 min，在加热板上60 ℃下放置30 min，120 ℃下放置30 min，冷却到室温，加入600 μL质量分数为30%的H2O2，于120 ℃放置15 min. 冷却后，定容至100 mL，检测溶液中铬元素质量浓度.
2 结果与讨论 2.1 盐度对SL2生长的影响对含盐环境的适应能力是微生物的重要特性. 按照Margesin等[32]的分类，只能在含盐条件下生长的微生物为嗜盐微生物，在缺盐和含盐条件下都能生长的微生物为耐盐微生物. SL2在外源添加NaCl质量浓度为0、10、100 g/L的培养基中均可以生长，表明它属于耐盐微生物. 由于含Cr(VI)废水中常常含有大量的盐分，因此，SL2的耐盐特性有利于在实际废水处理中的应用.
研究表明，微生物的生长与Gompertz模型的拟合程度可以反映微生物对环境胁迫的耐受能力[33]. 图1显示Gompertz模型和SL2在添加NaCl质量浓度为0、10、100 g/L条件下生长的菌斑直径之间的拟合度，图中D表示SL2菌斑直径，t表示培养时间. 从图1可以看出，Gompertz模型和SL2在不同盐度条件下生长的菌斑直径具有良好的拟合度. 表1列出了Gompertz模型与SL2在不同NaCl质量浓度条件下生长菌斑直径拟合的统计参数，ρ(NaCl)为培养基中添加NaCl的质量浓度. 在模型训练期，R2都大于0.990，表明SL2具有很强的耐盐能力. 在模型验证期NS分别为0.975、0.990、0.997，表明Gompertz模型具有较强的预测能力，Gompertz模型可以模拟和研究SL2在不同盐度条件下的生长规律.
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图 1 Gompertz模型与不同NaCl质量浓度条件下SL2生长数据的拟合 Fig. 1 Fitting of Gompertz model and growth data of SL2 under different NaCl mass concentrations |
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表 1 Gompertz模型与不同NaCl质量浓度条件下SL2生长数据拟合的统计参数 Table 1 Statistical parameters of fitting of Gompertz model and growth data of SL2 under different NaCl mass concentrations |
盐度能够影响SL2的生长. 表2列出了Gompertz模型模拟不同NaCl质量浓度条件下SL2生长的表达式及特征参数. 如表2所示，与没有添加NaCl的对照组相比，当外源添加NaCl质量浓度为10 g/L时，SL2的最大生长速率(µm) 增加了5.6%，但是最大菌斑直径(A)减少了13.6%，延滞时间(λ)延长了32.3%. 当外源添加NaCl质量浓度为100 g/L时，SL2的生长受到一定程度的抑制，菌斑的最大直径和最大生长速率比在对照组中分别降低了19.1%和57.8%，延滞时间比在对照组中增加了110.1%. 试验结果表明盐度的增加影响SL2的生长，使最大生物量减少，延滞时间增长，需要更长的时间适应生长环境. 在处理高盐废水时，可以将微生物培养和污染处理过程分开，在无盐或低盐度环境中培养SL2，快速获得较多的生物量.
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表 2 在不同NaCl质量浓度条件下SL2生长的Gompertz模型表达式及特征参数 Table 2 Gompertz model equations and characteristic parameters of SL2 growth under different NaCl concentrations |
盐度可以影响微生物的生长和功能[34]，改变微生物的Cr(VI)处理速率. 图2表示外源添加NaCl对SL2清除Cr(VI)影响，纵坐标p1表示经SL2处理后体系中Cr(VI)剩余的百分数，横坐标t表示时间，字母表示各处理间的差异，字母不同的处理间在统计学上有显著性差异（p<0.05）. 由图2可知，在接种SL2孢子悬浮液后，各处理组中Cr(VI)的质量浓度持续降低. 在处理的第2和第3天，添加NaCl质量浓度为10 g/L的处理组中Cr(VI)去除率高于对照组和添加NaCl质量浓度为100 g/L的处理组. 这可能是因为盐度影响了SL2的生长. 添加NaCl质量浓度为10 g/L时，虽然SL2生长的延滞时间较对照组长，但是一旦进入生长期，最大生长速率最快，使得生物量相对较大，Cr(VI)去除速率最快. 添加NaCl质量浓度为100 g/L时，SL2的生长受到了一定程度的抑制，延滞时间变长，最大生长速率也变小，使得同时期SL2的生物量较小，Cr(VI)去除速率也较慢. 在处理的第4天，添加了NaCl的处理组中Cr(VI)去除率均低于对照组. 可能是因为SL2进入成熟期后，对照组中生物量相对较大，所以Cr(VI)去除速率也较快. 在处理的第5天，添加NaCl质量浓度为10 g/L的处理组与未添加NaCl的对照组中Cr(VI)处理接近完全，2组中Cr(VI)去除率没有显著差异，添加NaCl质量浓度为100 g/L的处理组中Cr(VI)去除率依然相对较小. 处理6天后，添加NaCl质量浓度为0、0.10 g/L的处理组中Cr(VI)去除率达到100%，添加NaCl质量浓度为100 g/L的处理组中Cr(VI)去除率达到了99.6%，没有被显著抑制. 由此可见，SL2的Cr(VI)处理速率受到盐度的影响，但在高盐环境下依然保持Cr(VI)处理能力. 与Achromobacter sp. Ch-1等在高盐环境中丧失Cr(VI)还原能力的功能菌相比[23]，SL2表现出更强的适应性，具有应用于高盐含Cr(VI)废水处理的潜力.
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图 2 盐度对SL2清除Cr(VI)的影响 Fig. 2 Effect of salinity on Cr(VI) removal by SL2 |
试验所用电镀废水中除了含有铬元素外，还有其他金属元素. 表3列出了调节pH值前后电镀废水中主要金属元素质量浓度，用NaOH将pH值调整到7.1后，电镀废水的盐度为10.5 g/L，钠元素质量浓度由130.2 mg/L上升到887.1 mg/L，铁、锌、镍、铜等金属元素的质量浓度显著降低. 废水中的铬元素质量浓度虽然有所降低，但是依然高达300.2 mg/L. 因为电镀废水中的铬元素以Cr(III)和Cr(VI)两种价态存在，Cr(III)阳离子可以与OH–形成沉淀[35]，降低废水中的铬元素质量浓度，但是Cr(VI)主要以阴离子形式存在于废水中[36]，不能形成沉淀，调节pH值后依然有大量Cr(VI)存在于废水中，是最主要的金属污染物.
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表 3 调节pH值前后电镀废水中主要金属元素的质量浓度 Table 3 Mass concentration of primary metallic elements in electroplating wastewater before and after pH adjustment |
在SL2处理电镀废水过程中，Cr(VI)去除率和pH值的变化如图3所示，图中左纵坐标p2表示Cr(VI)去除百分率. 向电镀废水中注入土豆培养基后，接种SL2孢子悬浮液，检测初始Cr(VI)质量浓度为102.2 mg/L. 随着草酸青霉SL2孢子的萌发和生长，体系中的Cr(VI)质量浓度持续降低，在第6天后Cr(VI)完全消失，去除率达到100%. 据文献报道，功能菌Bacillus subtilis 6 d只能将质量浓度为100 mg/L的Cr(VI)还原70%[37]，Arthrobacter oxydans 10d才能将质量浓度为100 mg/L的Cr(VI)还原40%[38]，Pseudomonas fluorescens LB 300用了289 h将112.5 mg/L的Cr(VI)还原99.7%[39]. 与上述功能微生物相比，SL2具有更强的Cr(VI)处理能力. 由此可见，SL2具有应用于实际电镀废水中Cr(VI)污染微生物处理的潜力.
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图 3 Cr(VI)去除率和pH在SL2处理电镀废水过程中的变化 Fig. 3 Cr(VI) removal efficiency and pH change during treatment of electroplating wastewater by SL2 |
在SL2处理电镀废水中Cr(VI)污染的过程中，Cr(VI)去除速率由慢变快，然后再转慢. 这是由SL2的生长状况和Cr(VI)质量浓度决定的[40]. 在培养初期，SL2需要适应污染环境，生长缓慢，生物量较少，这是限制Cr(VI)处理速率的主要因素. 随着草酸青霉进入生长期，生物量增加，处理Cr(VI)的速率加快. 当SL2的生物量增加到一定程度后，生物量不再是限制Cr(VI)处理速率的主要因素，Cr(VI)质量浓度的持续降低使得反应速率变慢. 因为生物量是SL2前期Cr(VI)污染处理速度的限制因素，污水中的有毒物质可能影响SL2孢子的萌发和前期的生长，所以在处理含Cr(VI)废水的过程中，可以将微生物培养和Cr(VI)处理分开进行，获得最佳处理速率.
Cr(VI)的处理过程需要消耗质子[41]，推测pH值会升高. 但是在SL2处理含Cr(VI)电镀废水的过程中，pH从初始值5.37缓慢升高到5.47之后快速下降，第4天降到3.52，接着继续缓慢下降，第6天降低到3.39. pH的变化可能是由SL2生长代谢引起的. 在培养基中接种孢子悬浮液后，由于需要适应污染环境，SL2生长缓慢，生物量少，产生的代谢产物少，处理Cr(VI)需要消耗质子，pH值缓慢升高. 随着SL2进入生长期，生物量增加，生长代谢的过程中产生大量小分子有机酸等酸性物质[33]，酸性物质提供的质子数超过了Cr(VI)处理过程中消耗的质子数，快速降低了体系中的pH值. 当pH值降低到一定程度后，SL2的生长代谢受到抑制，产生酸性物质的量减少，pH值的降低速率变慢. pH能影响SL2生长与酶活力，改变Cr(VI)污染的去除效率[42]；同时，pH的变化影响Cr(VI)的氧化能力，改变Cr(VI)还原成Cr(III)的难度. 在应用SL2处理含Cr(VI)废水时，需要调控体系中的pH值，获得理想的处理效果.
2.4 菌丝体对Cr(VI)的吸附累积在试验开始时，试验体系中总铬和Cr(VI)质量浓度差别不显著，表明Cr(VI)是铬元素的赋存形式. 根据质量浓度和体积计算，体系中铬元素总量为15.01 mg. 在SL2处理Cr(VI)后，收集得到0.16 g菌丝体干物质，菌丝体中铬元素为9.09 mg/g，总共吸附累积铬元素1.48 mg，占体系中铬元素总量的9.9%. 据文献报道[30]，Aspergillus sp. ED8 和 Penicillium sp. H13在含Cr(VI) 质量浓度为50 mg/L培养基中培养96 h吸附累积的铬元素分别为0.8 μg/g和0.6 μg/g，占体系中铬元素总量的0.06%和0.04%. 与之相比，SL2吸附累积铬元素的质量浓度分别是ED8和H13的11 363倍和15 150倍，累积的铬元素占体系中总铬元素百分含量分别是ED8和H13的164倍和247倍. 值得注意的是，菌丝体累积铬元素的能力并不完全由本身的结构特点决定，pH、处理时间等因素可以改变菌丝体累积铬元素的质量浓度. ED8在污水反应器中培养60 h吸附累积的铬元素为4.90 mg/g[43]，只比SL2低46.1%.
在SL2处理电镀废水中Cr(VI)的试验体系中，铬元素的去向有2个：被SL2菌丝体吸附累积和存在于液体中. 菌丝体吸附累积的铬元素无法区分Cr(VI)还是Cr(III)，但是来源于电镀废水中的Cr(VI)可以通过过滤等方法分离出来，达到清除Cr(VI)的目的. 单位菌丝体通过吸附累积去除了9.09 mg的Cr(VI)，总共去除1.48 mg，仍有13.53 mg铬元素存在于液体中. 由于稳定态的铬元素以Cr(III)和Cr(VI)两种价态存在，经处理后的液体中没有Cr(VI)，铬元素以Cr(III)形式存在. 由此可见，SL2通过还原作用清除了试验体系中90.1%的Cr(VI)，每克菌丝体在液体中还原了83.10 mg的Cr(VI). Cr(III)的毒性比Cr(VI)低，而且对人类的物质和能量代谢非常重要[44]，SL2将电镀废水中的Cr(VI)还原成Cr(III)降低了Cr(VI)的危害性. 但是，Cr(III)在有强氧化剂存在的情况下又可以被氧化成Cr(VI)[45]，要彻底清除Cr(VI)污染，需要进一步研究Cr(III)的处理，争取回收利用，消除环境危害.
3 结 论(1) SL2是耐盐微生物，能够在添加100 g/L NaCl的高盐环境中生长并保持Cr(VI)处理能力. 在实际电镀废水中，SL2表现出很强的适应的能力，能够通过菌丝体吸附累积和还原作用清除废水中的Cr(VI). 研究表明SL2具有应用于高盐含Cr(VI)电镀废水处理的潜力，为实际应用提供参考依据.
(2) 应用Gompertz模型研究盐度对SL2生长的影响，发现盐度的增加使SL2的最大生物量减少，延滞时间变长，需要更多时间适应环境. 在应用SL2处理高盐含Cr(VI)电镀废水时，为了避开废水中高盐度环境对菌株生长的不利影响，将菌株培养和Cr(VI)处理分开进行，获得最佳处理效果.
(3) SL2在处理含Cr(VI)电镀废水后菌丝体吸附累积了废水中9.9%的铬元素，还有90.1%的铬元素以Cr(III)形式留在废水中. 由于Cr(III)在一定的条件下可以被氧化成Cr(VI)，为了彻底解决含电镀废水的Cr(VI)污染问题，需要进一步研究Cr(III)的处理与回收利用.
(4) 杂菌污染是微生物应用过程中的难题. 在利用SL2处理电镀废水中Cr(VI)时，无菌操作避免了杂菌的干扰，但是在实际应用中难以实现. 盐度、Cr(VI)质量浓度等环境条件对微生物具有选择作用，SL2能够在高盐含Cr(VI)废水中生长并保持Cr(VI)处理能力. 在实际应用中可以通过调节盐度等措施，定向强化废水的选择作用，避免杂菌污染.
(5) 电镀产生的废水中常常含有重金属和难降解有机物等污染物，污染物的处理是分类、分质、分步进行的. 以含铬电镀废水为对象，探究SL2处理含铬电镀废水中Cr(VI)污染的潜力，定位是含铬废水处理过程中去除高毒性Cr(VI)的这一步，只关注SL2能否去除Cr(VI)，SL2能否用于处理含有机物和其他重金属的电镀废水，有待进一步研究.
| [1] |
SCARAZZATO T, PANOSSIAN Z, TEN RIO J A S, et al. A review of cleaner production in electroplating industries using electrodialysis[J]. Journal of Cleaner Production, 2017, 168(Suppl. C): 1590-1602. |
| [2] |
MISHRA S, BHARAGAVA R N. Toxic and genotoxic effects of hexavalent chromium in environment and its bioremediation strategies[J]. Journal of Environmental Science and Health, Part C: Environmental Carcinogenesis and Ecotoxicology Reviews, 2016, 34(1): 1-32. DOI:10.1080/10590501.2015.1096883 |
| [3] |
WISE S S, XIE H, FUKUDA T, et al. Hexavalent chromium is cytotoxic and genotoxic to Hawksbill sea turtle cells[J]. Toxicology and Applied Pharmacology, 2014, 279(2): 113-118. DOI:10.1016/j.taap.2014.06.008 |
| [4] |
DUBE D, NYONI B. Removal of chromium and nickel from electroplating wastewater using magnetite particulate adsorbent: (1) effect of pH, contact time and dosage, (2) adsorption isotherms and kinetics[J]. Modern Applied Science, 2016, 10(7): 222-232. DOI:10.5539/mas.v10n7p222 |
| [5] |
RAHMAN M L, SARKAR S M, YUSOFF M M. Efficient removal of heavy metals from electroplating wastewater using polymer ligands[J]. Frontiers of Environmental Science and Engineering, 2016, 10(2): 352-361. DOI:10.1007/s11783-015-0783-0 |
| [6] |
聂鑫蕊. 电镀废水处理方法的研究进展[J]. 电镀与环保, 2016, 36(4): 1-3. NIE Xin-rui. Research progress of electroplating wastewater treatment method[J]. Electroplating and Pollution Control, 2016, 36(4): 1-3. DOI:10.3969/j.issn.1000-4742.2016.04.001 |
| [7] |
KALIDHASAN S, KUMAR A S K, RAJESH V, et al. The journey traversed in the remediation of hexavalent chromium and the road ahead toward greener alternatives: a perspective[J]. Coordination Chemistry Reviews, 2016, 317: 157-166. DOI:10.1016/j.ccr.2016.03.004 |
| [8] |
王文琪. 化学法处理电镀废水的研究进展[J]. 电镀与环保, 2017, 37(2): 1-4. WANG Wen-qi. Research progress on treatment of electroplating wastewater by chemical method[J]. Electroplating and Pollution Control, 2017, 37(2): 1-4. DOI:10.3969/j.issn.1000-4742.2017.02.001 |
| [9] |
KUMAR R, BISHNOI N R, GARIMA, et al. Biosorption of chromium(VI) from aqueous solution and electroplating wastewater using fungal biomass[J]. Chemical Engineering Journal, 2008, 135(3): 202-208. DOI:10.1016/j.cej.2007.03.004 |
| [10] |
ROMANENKO V I, KOREN'KOV V N. Pure culture of bacteria using chromates and bichromates as hydrogen acceptors during development under anaerobic conditions[J]. Mikrobiologiia, 1977, 46(3): 414-417. |
| [11] |
SHARMA S, MALAVIYA P. Bioremediation of tannery wastewater by chromium resistant novel fungal consortium[J]. Ecological Engineering, 2016, 91: 419-425. DOI:10.1016/j.ecoleng.2016.03.005 |
| [12] |
ZHENG Z, LI Y, ZHANG X, et al. A Bacillus subtilis strain can reduce hexavalent chromium to trivalent and an nfrA gene is involved
[J]. International Biodeterioration and Biodegradation, 2015, 97: 90-96. DOI:10.1016/j.ibiod.2014.10.017 |
| [13] |
BADAR U, AHMED N, BESWICK A J, et al. Reduction of chromate by microorganisms isolated from metal contaminated sites of Karachi, Pakistan[J]. Biotechnology Letters, 2000, 22(10): 829-836. DOI:10.1023/A:1005649113190 |
| [14] |
WEI-HUA X U, LIU Y G, ZENG G M, et al. Characterization of Cr(VI) resistance and reduction by Pseudomonas aeruginosa
[J]. Transactions of Nonferrous Metals Society of China, 2009, 19(5): 1336-1341. DOI:10.1016/S1003-6326(08)60446-X |
| [15] |
SARANGI A, KRISHNAN C. Comparison of in vitro Cr(VI) reduction by CFEs of chromate resistant bacteria isolated from chromate contaminated soil[J]. Bioresource Technology, 2008, 99(10): 4130-4137. DOI:10.1016/j.biortech.2007.08.059 |
| [16] |
PEI Q H, SHAHIR S, RAJ A S S, et al. Chromium(VI) resistance and removal by Acinetobacter haemolyticus
[J]. World Journal of Microbiology and Biotechnology, 2009, 25(6): 1085-1093. DOI:10.1007/s11274-009-9989-2 |
| [17] |
HUANG Y, FENG H, LU H, et al. A thorough survey for Cr-resistant and/or -reducing bacteria identified comprehensive and pivotal taxa[J]. International Biodeterioration and Biodegradation, 2017, 117: 22-30. DOI:10.1016/j.ibiod.2016.11.010 |
| [18] |
CHAI L, HUANG S, YANG Z, et al. Cr(VI) remediation by indigenous bacteria in soils contaminated by chromium-containing slag[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 167(1-3): 516-522. DOI:10.1016/j.jhazmat.2009.01.030 |
| [19] |
HUANG T P, XIAO Y, PAN J R, et al. Aerobic Cr(VI) reduction by an indigenous soil isolate Bacillus thuringiensis BRC-ZYR2
[J]. Pedosphere, 2014, 24(5): 652-661. DOI:10.1016/S1002-0160(14)60051-5 |
| [20] |
LEE S E, LEE J U, CHON H T, et al. Reduction of Cr(VI) by indigenous bacteria in Cr-contaminated sediment under aerobic condition[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2008, 96(2/3): 144-147. |
| [21] |
李凤娟, 徐菲, 李小龙, 等. 高盐度废水处理技术研究进展[J]. 环境科学与管理, 2014(2): 72-75. LI Feng-juan, XU Fei, LI Xiao-long, et al. Research on treatment of high salinity wastewater[J]. Environmental Science and Management, 2014(2): 72-75. DOI:10.3969/j.issn.1673-1212.2014.02.019 |
| [22] |
IBRAHIM A S S, EL-TAYEB M A, ELBADAWI Y B, et al. Bioreduction of Cr(VI) by potent novel chromate resistant alkaliphilic Bacillus sp strain KSUCr5 isolated from hypersaline Soda lakes
[J]. African Journal of Biotechnology, 2011, 10(37): 7207-7218. |
| [23] |
龙腾发, 柴立元, 傅海洋. 碱性介质中还原高浓度Cr(VI)细菌的分离及其特性[J]. 应用与环境生物学报, 2006, 12(1): 80-83. LONG Teng-fa, CHAI Li-yuan, FU Hai-yang. Isolation and characteristics of bacteria reducing high concentration of Cr(VI) in alkaline solution[J]. Chinese Journal of Applied and Environmental Biology, 2006, 12(1): 80-83. DOI:10.3321/j.issn:1006-687X.2006.01.019 |
| [24] |
AMOOZEGAR M A, GHASEMI A, RAZAVI M R, et al. Evaluation of hexavalent chromium reduction by chromate-resistant moderately halophile, Nesterenkonia sp strain MF2
[J]. Process Biochemistry, 2007, 42(10): 1475-1479. DOI:10.1016/j.procbio.2007.07.001 |
| [25] |
施积炎, 龙碧波, 叶斌, 等. 还原六价铬的草酸青霉及其筛选方法: 201510017900.1[P]. 2015-01-14
|
| [26] |
ANAHID S, YAGHMAEI S, GHOBADINEJAD Z. Heavy metal tolerance of fungi[J]. Scientia Iranica, 2011, 18(3): 502-508. DOI:10.1016/j.scient.2011.05.015 |
| [27] |
ZWIETERING M H, JONGENBURGER I, ROMBOUTS F M, et al. Modeling of the bacterial-growth curve[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1990, 56(6): 1875-1881. |
| [28] |
SHOAIB M, SHAMSELDIN A Y, MELVILLE B W. Comparative study of different wavelet based neural network models for rainfall-runoff modeling[J]. Journal of Hydrology, 2014, 515: 47-58. DOI:10.1016/j.jhydrol.2014.04.055 |
| [29] |
LONG D Y, TANG X J, CAI K et al. Cr(VI) reduction by a potent novel alkaliphilic halotolerant strain Pseudochrobactrum saccharolyticum LY10
[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 256: 24-32. |
| [30] |
ACEVEDO-AGUILAR F J, ESPINO-SALDANA A E, LEON-RODRIGUEZ I L, et al. Hexavalent chromium removal in vitro and from industrial wastes, using chromate-resistant strains of filamentous fungi indigenous to contaminated wastes[J]. Canadian Journal of Microbiology, 2006, 52(9): 809-815. DOI:10.1139/w06-037 |
| [31] |
MUNOZ A H S, CORONA F G, WROBEL K, et al. Subcellular distribution of aluminum, bismuth, cadmium, chromium, copper, iron, manganese, nickel, and lead in cultivated mushrooms (Agaricus bisporus and Pleurotus ostreatus)
[J]. Biological Trace Element Research, 2005, 106(3): 265-277. DOI:10.1385/BTER:106:3 |
| [32] |
MARGESIN R, SCHINNER F. Potential of halotolerant and halophilic microorganisms for biotechnology[J]. Extremophiles, 2001, 5(2): 73-83. DOI:10.1007/s007920100184 |
| [33] |
DENG X H, CHAI L Y, YANG Z H, et al. Bioleaching mechanism of heavy metals in the mixture of contaminated soil and slag by using indigenous Penicillium chrysogenum strain F1
[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 248: 107-114. |
| [34] |
RIEDEL G F. Influence of salinity and sulfate on the toxicity of chromium(VI) to the estuarine diatom Thalassiosira-Pseudonana
[J]. Journal of Phycology, 1984, 20(4): 496-500. DOI:10.1111/jpy.1984.20.issue-4 |
| [35] |
RICHARD F C, BOURG A C M. Aqueous geochemistry of chromium: a review[J]. Water Research, 1991, 25(7): 807-816. DOI:10.1016/0043-1354(91)90160-R |
| [36] |
DHAL B, THATOI H N, DAS N N, et al. Chemical and microbial remediation of hexavalent chromium from contaminated soil and mining/metallurgical solid waste: a review[J]. Journal of Hazardous Materials, 2013, 250: 272-291. |
| [37] |
MANGAIYARKARASI M S, VINCENT S, JANARTHANAN S, et al. Bioreduction of Cr(VI) by alkaliphilic Bacillus subtilis and interaction of the membrane groups
[J]. Saudi Journal of Biological Sciences, 2011, 18(2): 157-167. DOI:10.1016/j.sjbs.2010.12.003 |
| [38] |
ASATIANI N V, ABULADZE M K, KARTVELISHVILI T M et al. Effect of chromium(VI) action on Arthrobacter oxydans
[J]. Current Microbiology, 2004, 49(5): 321-326. DOI:10.1007/s00284-004-4351-2 |
| [39] |
DELEO P C, EHRLICH H L. Reduction of hexavalent chromium by Pseudomonas fluorescens LB300 in batch and continuous cultures
[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1994, 40(5): 756-759. DOI:10.1007/BF00173341 |
| [40] |
CORENO-ALONSO A, ACEVEDO-AGUILAR F J, REYNA-LOPEZ G E, et al. Cr(VI) reduction by an Aspergillus tubingensis strain: role of carboxylic acids and implications for natural attenuation and biotreatment of Cr(VI) contamination
[J]. Chemosphere, 2009, 76(1): 43-47. DOI:10.1016/j.chemosphere.2009.02.031 |
| [41] |
CHIRWA E N, WANG Y T. Simultaneous chromium(VI) reduction and phenol degradation in an anaerobic consortium of bacteria[J]. Water Research, 2000, 34(8): 2376-2384. DOI:10.1016/S0043-1354(99)00363-2 |
| [42] |
DONMEZ G, AKSU Z. Bioaccumulation of copper(II) and nickel(II) by the non-adapted and adapted growing Candida sp.
[J]. Water Research, 2001, 35(6): 1425-1434. DOI:10.1016/S0043-1354(00)00394-8 |
| [43] |
CORENO-ALONSO A, SOLE A, DIESTRA E, et al. Mechanisms of interaction of chromium with Aspergillus niger var tubingensis strain Ed8
[J]. Bioresource Technology, 2014, 158: 188-192. DOI:10.1016/j.biortech.2014.02.036 |
| [44] |
PECHOVA A, PAVLATA L. Chromium as an essential nutrient: a review[J]. Veterinarni Medicina, 2007, 52(1): 1-18. |
| [45] |
VARADHARAJAN C, BELLER H R, BILL M et al. Reoxidation of chromium(III) products formed under different biogeochemical regimes[J]. Environmental Science and Technology, 2017, 51(9): 4918-4927. DOI:10.1021/acs.est.6b06044 |