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饮用水预处理过程的生物过滤器中粒子特性的分析环境科学与工程学院 环境工程专业Frank Perssona,Jonas Langmarkd,Gerald Heinickeb,Torsten Hedbergb, John Tobiasonc,Thor-Axel Stenstromd,Malte Hermanssona aCMB,Microbiology,Goteborg University,Box 462,405 30 Goteborg,SwedenbWater Environment Transport,Chalmers University of Technology,412 96 Goteborg,Sweden cCivil and Environmental Engineering, University of Massachusetts, Amherst, MA,USAdSwedish Institute for Infectious Disease Control. Solna. PMV, Tomtebodavagen 12 b, 17182 Solna, Sweden Received 17 November 2004; received in revised form 4 July 2005; accepted 5 July 2005Available online 18 August 2005摘要 表面水的生物过滤处理是用颗粒状的活性炭和膨胀粘土。用流式细胞仪测定能去除60%90%的颗粒物。在线的粒子计数仪能够区分粒径在0.41微米的总颗粒和粒径在115微米的自动反光的颗粒物（微藻）。而且总颗粒的去除率比自动反光颗粒的去除率高一些。生物过滤池也去除具有疏水和亲水表面特性的只有1微米的反光微生物和噬菌体（鼠伤寒沙门氏菌28B）。5HRT后微生物的去除率是97%99%（疏水性）和85%89%（亲水性），经过加入添加剂后,停留在生物过滤池中的微生物经过很长时间后，然后再很慢的脱落进入过滤器中，噬菌体的去除率（5HRT）一般低至40%59%，而且脱落一般看不到，在似颗粒状的过滤器中的颗粒去除与理论预测的实验数据和纯预测相比较显示出一个相同的或更高的颗粒去除率。但是噬菌体的去除率比预测的程度相同或更少。这个结果强调颗粒物的去除过程具有电学和力学的行为。对于其操作过程也有一定的影响，而且在生物过滤器中的预处理过程中的微生物的危害评价也有一定影响。1.介绍 饮用水的处理和供给系统的危害评价对于阻止病原体到达用户端是很重要的。处理的效果与微生物的品质和不同的病原体的种类有关（WHO，2004），处理效率要想符合预期的目标通常需要压缩至46个处理单元。但当原水中的寄生原虫、致病菌和病毒的浓度每毫升达至10至数百时，这样的处理效果一般是不行的。实际的处理效率数据最好是以在不同的处理方式中的处理过程中不同致病生物的去除率为基础。在原水中的病原微生物数量一般很少但是种类很多。使用饮用水的处理过程的方法而使它们的数量减少一般是不可行的。因此，其他决定因素标志的使用和处理过程中病原体的去除量是必要的。大肠杆菌或Escherischia杆菌通常被用作粪便污染的指标，但不同种群的病原体中，它们内在的预测价值具有限制。无论这些或者不常用的异样平板计数（高性能）目前都不适使用在线监测的方法。此外一些病原微生物(例如，诺瓦克病毒，贾第虫囊肿，隐孢子虫卵囊）已证明比那些指标(Szewzyk et al., 2000)更难通过处理和消毒去除。所以其他细菌如产气荚膜梭菌和减少了梭状芽孢的亚硫酸盐被建议成为一种指标（Hijnen等人，2000；支付和佛郎哥，1993）。对于在连续监测中和作为自来水厂必须去除的颗粒物，浊度已经成为一个关键参数。如今，粒子计数已经广泛应用于自然水行业，它已经被验证在低浊度的水域内能够更敏感的区分粒子的粒径（布莱德曼等人，2002；里巴斯等人，2000）。在处理过程中，粒子计数不能区分粒子是由于不知道粒子是来自原水还是粒子自身形成的。能够自然测量的微藻已经被用于来克服这一问题并已用于评估障碍问题（阿基巴等人，2002；贝格施泰特和里德伯等人，2002）。使用自动发光的微藻的优势是在表面水中它们的数额能够被量化，对于在相同尺寸范围内的细菌病原体和原虫，它们不是在处理过程中形成的。在初步研究过程中，与微藻的去除率关联更大的是隐孢子虫的去除而不是粒子数和浊度（贝格施泰特和里德伯等人，2002）。生物过滤一般位于絮凝和沉淀/浮选，无论是在去除粒子的过滤设备中还是作为独立的后续单元。生物滤池进水一般是臭氧氧化天然有机物，这可以增加其生物降解性。设计良好的生物过滤能够提高天然有机物的生物降解性，消毒副产品的前驱物的减少，二价的铁和锰也具有潜在的再生能力（见例如Bouwer和克罗等人，1988；Urfer等人，1997）。生物过滤后的处理过程可能会使释放的细菌悬浮在水上或和碳粉混合在一起(野营等人，1986；斯图尔特等人，1990），而且有可能导致自身毒素释放（安德森等人，2002）。我们的方法是把生物过滤作为我们处理的第一步。初步结果显示，水质量是否改善要从有机物的可生物降解性（BOM），再生潜力，味道和气味，铁和锰来判别（海尼克等人，2000；海尼克等人，2005）。本研究的目的在于在一年的运行操作过程中，通过测量病原体作为替代参数的粒径在0.41微米的颗粒和115微米的微藻的去除量并以此来评估作为处理的第一步的生物过滤的去除率功能，在一个过滤周期内通过其在线粒子计数的方法而去跟随其短期动态过程，通过测量对添加的自动反光的亲水性和疏水性的微藻和鼠伤寒沙门氏菌28B的去除量作为对细菌和病毒的评估指数，并评估其在生物滤池中保留的空间以及其随着时间推移的潜在的脱离可能性。对颗粒媒介过滤器中的颗粒的去除量进行了实验数据和理论数据的比较。2.材料和方法2.1研究基地和水质 这项研究是在瑞典Lackareba长江水厂进行的。原水是从 Delsjoarna中取的，该河是 Gota Alv.的支流。总的处理过程包括絮凝，沉淀，活性炭迅速过滤，酸碱值调节和低剂量氯化。在瑞典，原水的水质和使用的处理工艺是表面水处理的关键因素（表1）。表12002年的原水数据参数最小平均最大温度（）pH浊度（单位）0.60.811.2碱度（毫摩尔/升）0.230.280.32总有机碳（毫克/升）紫外线254纳米（1/米）111217颜色（毫克甲苯/毫升)1520357天异养生物（1/毫升）130240460大肠杆菌群（100/毫升）13200大肠埃希菌（100/毫升）115数据是定期从Lackareba长江水厂取样栽培介质：酵母蛋白胨琼脂。2.2.试用生物滤池厂下流式生物滤池处理未处理过的表面水。滤池深100厘米，有15厘米的砾石做支撑，其直径是20厘米。其装载是2米/时。两个生物滤池是以颗粒状的活性炭运行的（活性炭；Filtrasorb 300，卡尔冈碳素公司），其中有压碎的膨胀粘土，（膨胀粘土；Filtralite数控0.8 - -1.6毫米,Filtralite、挪威）。这可以估计滤床的孔隙率，测量土壤的含水量。颗粒状的活性炭测的孔隙率是38%，膨胀粘土测的孔隙率是49%。砾石所能支撑的孔隙率是45%。根据这些数据，颗粒状活性炭的滤池和膨胀粘土的滤池的水力停留时间分别是14分钟和17分钟。生物滤池取样时是从滤池深度9厘米，54厘米和99厘米深度处的表面取。生物滤池大概每三个星期冲洗一次，并大约回收35%的滤液。膨胀粘土的有效尺寸（d10）是0.9毫米，并且其均质系数（d60/d10)是1.5，然而颗粒状的活性炭的d10是0.81.0毫米且其均质系数是2.1（制造商提供的数据）。经过几个月后滤池的分级曲线才能被制作出来。大约6m3的干膨胀粘土和颗粒状的活性炭需要7分钟的手震。对于在5厘米，54厘米和99厘米深度的生物滤池中颗粒状活性炭的有效的d10是0.55毫米，0.62毫米，0.70毫米和1.15毫米，而膨胀粘土的有效d10是0.69毫米，0.63毫米，0.74毫米和0.83毫米。用压汞法估计表面积（表面角度130。和表面张力0.45牛/米）。颗粒状活性炭和膨胀粘土的表面积包括所有孔隙直径均比0.6微米大，其分别是0.265m2/g和0.153m2/g.砾石的密度分别是0.48g/cm3和0.33g/cm3（制造商提供的数据），颗粒状活性炭和膨胀粘土总床的表面孔隙面积是分别是3996m2和1586m2。在实验之前，生物滤池需要7个月的时间来建立微生物群落。在生物滤池中颗粒状活性炭和膨胀粘土随后的测量中出现了类似的数量和微生物的分布情况（图1）。图1.一年中生物滤池中单位磷酸酯中生物量的变化图。在逐次抽样中标准差的误差线，n=6.图来自海尼克（2005）。2.3.微藻和粒子的测量在生物滤池中一年需要测量7次，用流式细胞仪测定并枚举自动反光颗粒（微藻）和总颗粒（包括自动反光颗粒）。用50毫升的无菌离心瓶收集样品，在取样前反复用样品水冲洗。在635海里处用5mW的激光二极管取0.2毫升的样品然后用流式细胞仪（生物检测，挪威）测定，在6365海里用光散色检测器，在650900海里用荧光检测器。分析来自不同的抽样样品中的自动荧光颗粒和总颗粒（散射光）。对0.41微米和115微米两种间隔粒径进行监测；两种粒径间隔是用标准的聚苯乙烯定义（生物检测，挪威）。在线粒子计数是用木塑复合材料1000运行完成，它是用消光法检测粒径在125微米的颗粒。粒子计数器是连接在旋转的样品交换器上以便原水和生物过滤池中微生物每小时能被抽样一次。在115毫米之间的四个大小范围内，在每小时的一分钟内能为原水和生物滤池物进行测试。估计粒子数据因包括持续18天的一个完整的过滤周期。颗粒每日的去除量的估计是以24数据点为基础的。不同仪器设备的粒子计数有很大的不同。因此，在线测量粒子数据或用流式细胞仪测定的是去除粒子的百分比。而这是在不同的粒子列举方法中比较发现的（奥肖内西等人，1997）。2.4.荧光微球和噬菌体疏水性（改良的硫酸盐）和亲水的荧光聚苯乙烯（改良的碳酸盐）用蒸馏水稀释成1:250的比例。摇动着的悬浮物和10分钟的超声提取物（布兰森1510，美国）先于添加物。鼠伤寒沙门菌28B噬菌体(Lilleengen,1948)被培养在营养液体培养基中(蛋白胨），但是它不适应其浓度为1010单位/毫升的寄主鼠伤寒沙门菌5型。受体被添加的三氯甲烷杀死（10毫升/升）。其解决办法是用4300g在30分钟内将其分离并最后通过0.45微米的过滤膜进行过滤。在超过10年的实验中，结果显示在储存培养液中并在低温（5）下噬菌体（大小60nm）非常稳定而且没有死亡（卡郎代等人，2000）。2.5.荧光微生物和噬菌体的量化 一个颗粒状活性炭和一个人膨胀粘土的生物滤池将会处理1微米的疏水和亲水性的荧光微生物。其也处理鼠伤寒沙门菌28B。每5分钟用注射器直接将150毫升悬浮着的微生物和噬菌体注入比喷水器过高1米的进水溪流中，其中总共有1.31010个疏水性微生物，2.51010个亲水性微生物和4.01010个噬菌体。微生物在滤液中取样，当注射后噬菌体在无菌塑料离心管中5分钟，在开始的75分钟后每10分钟取样一次，在接下来的时间每30分钟取样一次。再在接下来的3个小时内每1小时取样一次，接下来得时间中进行三次并且一天一次直到七天后。3天后噬菌体抽样结束。用磷酸盐缓冲盐水（磷酸盐缓冲液，PH 7.2）稀释噬菌体的样品而且用在CM55的宿主鼠伤寒沙门菌5型双层琼脂的方法进行了枚举（血琼脂基地，蛋白胨）。培养皿被培养在37下1618个小时。为附加微生物和噬菌体的量化，8天之后从生物滤池中大约取出10克的样品。在磷酸盐缓冲液中用0.5%的营养琼脂稀释（1:10），并大力摇动2分钟，3分钟进行提取，在扶轮混合器中混合10分钟（30转每分钟），然后静止2分钟知道上浮物运出离心管。在抽样过程中，估计其去除量是以添加和线性整合后恢复的颗粒为基础的。2.6.显微镜在用显微镜检查样品前微生物应先被涡旋1分钟，对其进行10分钟的声处理（布兰森1510，美国）和再次涡旋使微生物分散。然后在磷酸盐缓冲液中将样品稀释到合适的浓度，再用上黑过的0.22毫米微孔过滤器过滤（奥斯莫尼斯公司，美国）。过滤器安装在浸没油中。使用莱卡DMRXA的过滤器设置A即可列举微生物。大约40个显微镜中每个至少有100个微生物被列举。为了确定显微镜计数的精确性，一组样本被处理后，由另外一个人对其进行第二次过滤和计数。这两个同事间的变化系数是5.6%（n=50）。3.结果3.1.颗粒和微藻的去除用颗粒状活性炭过滤器和膨胀粘土过滤器去除总颗粒和荧光颗粒（微藻），其在1年的运行中用流式细胞仪进行测定，在图2中表示。在颗粒状活性炭滤池中粒径在0.41微米（p=0.02)间颗粒的去除比微藻的去除显著高,粒径在115微米间用颗粒状活性炭滤池（p=0.005）和膨胀粘土滤池（p=0.007）。每年原水中颗粒和微藻的浓度显著不同。大颗粒和微藻（115微米）的过滤浓度和原水浓度无关，然而在0.41微米间，有高浓度原水就有高的过滤浓度的趋势。图2. 在一年的运行过程中用颗粒状活性炭过滤器和膨胀粘土过滤器过滤在粒径在0.4微米1微米和115微米间的荧光颗粒（微藻）和总颗粒的去除量。在图3中所显示的是用在线粒子计数法计量颗粒的去除量。在四个颗粒粒径范围内，膨胀粘土生物滤池的颗粒去除率比颗粒状的活性炭生物滤池大很多（p0.001）。两种生物滤池中四种粒径范围内颗粒的去除浓度与原水中颗粒浓度无关。在过滤循环中去除率是稳定的，而且在最后粒子浓度没有很大的突破。图3.在颗粒状活性炭生物滤池或膨胀粘土生物滤池中用在线粒子计数仪测定粒子去除总数需运行18天。在每天的去除中误差线代表标准偏差。3.2. 噬菌体的去除 经过5HRT后，在颗粒状活性炭生物滤池和膨胀粘土生物滤池中鼠伤寒沙门菌28B的去除率分别是40%和59%，在处理后的样品中噬菌体数量很少（图4）。8天后（590水力停留时间）过滤池中的噬菌体就没有了。总共，额外的噬菌体有44%来自膨胀粘土生物滤池和56%来自颗粒状活性炭生物滤池。图4.在颗粒状活性炭生物滤池和膨胀粘土生物滤池的噬菌体的数量。从添加噬菌体到小溪之后的HRT代表水力停留时间。添加的持续5分钟相当于0.3个水力停留时间。图中的X轴是清晰的对数。在高分辨图中插入表示曲线图。3.3. 荧光微生物的去除 添加后的第一个峰值（开始的5HRT）包含13%的疏水性微生物和1115%的亲水性微生物。尽管经过100HRT后，在滤池中仍有微生物（图5）。经过5至400HRT后滤池中添加的微生物中恢复微生物的比例显示在表2中。图5 来自颗粒状活性炭生物滤池（A)和膨胀粘土生物滤池(B)中微生物的数量。从添加微生物到小溪的HRT代表水力停留时间。添加持续5分钟后相当于0.3个水力停留时间。在主坐标轴上X轴表示透明度的对数。在高分辨图中插入表示曲线图。由于初始浓度的不同，所以疏水性微生物的数量是亲水性微生物的标准。表2 在5至400个水力停留时间后在颗粒状活性炭生物滤池和膨胀粘土生物滤池的出水中恢复的亲水性和疏水性微生物所添加的比例。疏水性亲水性HRT54005400GAC3%15%15%34%EC1%12%11%32% 在8天（590HRT）后颗粒状活性炭生物滤池和膨胀粘土生物滤池中微生物的分布表示在图6中。在添加的微生物中滤池和来自生物滤池中累计恢复的微生物有86%。图6 在颗粒状活性炭生物滤池（A)和膨胀粘土生物滤池(B)中疏水性微生物和亲水性微生物的剖面保留在滤池中。由于初始浓度的不同，所以疏水性微生物的数量是亲水性微生物的标准。3.4. 与理论的比较 在两个生物滤池中对于不同类型的颗粒去除量的实验结果在图7中与理论预测做了比较。实验结果是颗粒的平均去除量（流式细胞测定和在线计数），对于加入的微生物和噬菌体是在最初的5HRT被去除。假如实验结果包括不同的粒径范围和不同的几何平均粒径的颗粒。图7中的曲线表示了在滤池中最初颗粒的理论预测去除量（Tobiason和奥梅利亚，1988；Tufenkji和利米勒，2004）。模型参数值是以实验条件为基础的，另外包括：媒介尺寸（每个间隔深度的d10），深度，孔隙度，过滤速度，水温，粘度和密度；粒径和密度（1.05g/m3）；以及颗粒物相互之间的Hamaker常数。在研究不同的颗粒粒径中典型的Hamaker常数是110-20。这个数据包括有利附着的条件（阿尔法系数=1),不利附着的条件（阿尔法系数=0.1），例如可能会引起负带电粒子和没有混凝剂添加时的媒介表面。图7 清洁床上的理论预测（Tufenkji和利米勒，2004）和实验结果的比较（温度=10，Hamaker常数=110-20J）。4.讨论 在实验中的一年中用流式细胞仪测定，颗粒状活性炭生物滤池和膨胀粘土生物滤池的大粒径的微生物和颗粒物（115微米）的去除率比小粒径的去除率大（0.41微米）（图2）。用流式细胞仪测定去除量的趋势与在线颗粒计数是一致的（图3）。在一个过滤周期内在线颗粒去除测量比最小粒径（12微米）小很多，但在两个生物滤池中比大粒径（215微米）颗粒的去除量大一些。更大的粒径包括隐孢子卵囊的尺寸和鞭毛虫的尺寸（里巴斯等人，2000；贝格式泰特等人，2000）。 在水处理中鼠伤寒沙门菌28B应用在几个过程中，而且已经有了一致的结果（卡郎代等人，2000；约翰逊等人，1998)。在生物滤池中，5个水力停留时间后噬菌体的去除量相当低。之后滤池中的噬菌体很少（图4），在滤池中没有检测到附着的噬菌体。与颗粒状活性炭生物滤池和膨胀粘土生物滤池相比较，在小粒径的人工渗透中初步试验也能得到相同的结果，但尽管在4895小时的接触时间内噬菌体的去除量相当小（约翰逊等人，1998），显示出在成熟的微生物膜中依附在滤池中噬菌体有减少的趋势。 有疏水性和亲水性表面特性的细菌被添加到不同的细菌菌株内，这个是众所周知的不同细菌表面特性（安迪梅等人，1998）。在5至400个水力停留时间后，与在滤池中添加微生物恢复的比例相比较（表2），显而易见的当添加后从滤池中分离的微生物的数量在很长一段时间内浓度很低，这种趋势在图5中表示的很清楚。在两个生物滤池中疏水性微生物的保留量比亲水性微生物的比例高（表2）。生物滤池已经被分子调节器和微生物膜所覆盖（图1），但有可能颗粒状活性炭生物滤池和膨胀粘土生物滤池中的最初表面特性所掩盖，其会影响附着力（斯奈尔和马歇尔，1994）。在自然水和细菌细胞的表面覆盖膜均有一个负电荷（Rijnaarts等人，1999）。疏水性的微生物比亲水性微生物有更大的附着力，在滤池中，由于在微生物和离散的疏水表面之间的疏水性的相互作用（例如海曼森，1999）。在污水处理中疏水性细菌在活性污泥絮体的附着力比亲水性细菌的好（奥诺夫松等人，1998），在不同的沙砾滤池中疏水性细菌的附着力比亲水性细菌大（播磨等人，2003；林奎斯特和本特松等人，1991）。 总颗粒的去除率相当的比荧光微生物的去除率高些，原因可能是不同的表面的特性（图2）。在水相中具有亲水性特性的微生物能维持其分散，然而总颗粒参数包括细菌，胶体和微生物，可能包括不同的表面性能，从而在滤池中也有不同的附着力。 膨胀粘土生物滤池保留亲水性微生物和疏水性微生物的能力比颗粒状活性炭生物滤池强。在不同的表面区域，包括比0.6微米大些的表面直径且不包括这个。滤床的总表面积的大小在数量级上是一样的，但是实际上颗粒状活性炭生物滤池的表面积比膨胀粘土生物滤池大些，其分别是3996m2和1586m2。此外，颗粒状活性炭生物滤池的孔隙度比膨胀粘土生物滤池小，故其对颗粒的吸附较好。另外，颗粒状活性炭生物滤池和膨胀粘土生物滤池中生物量的分布也同样表明在颗粒中的一个可比性（图1）。然而，对于不同的颗粒粒径其分布也是不一样的。从颗粒状活性炭生物滤池的底部到顶部，其能很好的分离比d10大两倍的这种颗粒粒径，但是膨胀粘土生物滤池的分离粒径均匀的多。其也观察了再不同滤床高度的微生物保留状况，在颗粒状活性炭生物滤池的底部微生物的量更少（图6），这表明在去除颗粒更均匀的膨胀粘土生物滤池中在其较低的滤床部位去除颗粒量更多。 但是在本次研究中生物滤池不是多孔性的，所以理论同意的最初去除量可能不会发生，在凝结和絮凝中滤池相当于颗粒状的滤床是去除效果较好的（图7）。因此，颗粒的大小和其表面特性的影响对于去考虑关于基本机械预测的趋势是很有用的。由于没有加入混凝剂，所以预期的实验效果不是很理想，即，颗粒和生物膜表面是最有可能带负电的。理论上的阿尔法=0.1可能反应这种情况，实验中不管怎样去除颗粒的粒径大小接近1微米和理论的一样或者比其大，这是因为其好的附着力（阿尔法=1）。在不利的条件下，观察到的小的噬菌体的去除量和理论的一致，即相对于生物膜表面稳定的病毒颗粒。在干净的生物滤床中疏水性的微生物的去除量比预期的好。 当添加的微生物浓度高达2.35.2106/mL时，在高负荷阶段，其将会给一个生物滤池影响接下来处理过程中颗粒物的浓度的说明。具有亲水性尤其是疏水性表面特性的细菌颗粒和细菌微生物在滤池中将会停留相当长的时间，但是其随后可能会被分离出来。 颗粒去除中最重要的微生物的安全是在1993的密尔沃基的隐孢子虫的爆发。爆发后的调查指出在混凝过程中原水中的颗粒物没有很快的添加，导致了颗粒的增加和隐孢子虫没有被去除（福克斯和莱特尔，1996）。接下来的调查中也表明了在不是很好的混凝过程中颗粒和隐孢子虫的去除的损坏（Bergstedt和里德伯等人，2002；哈克等人，2000；Emelko和布朗等人，2002）。和不正常的消毒的最佳粒子的去除也表明在饮用水的处理中最近的风险问题中主要的风险问题，虽然大多数的模拟表明在正常操作中的感染每年都会发生（Wesstrell等人，2003）。 在一个低粒子去除率，高原水粒子变化率，或者最佳处理过程的自然水厂中，是细菌和原生动物尺寸的颗粒物和荧光藻类的生物去除率是6090%，在进水负荷高是去除率更高，这样是为了使在接下来的处理过程中原水中颗粒物保持相对稳定的状态。而且，生物滤池的预处理对滤池中的膜有利，减少了粒子膜的负荷和污染潜力。5.结论 表面水中颗粒粒径在0.415微米的生物过滤的去除率是6090%。总颗粒的去除率比荧光颗粒（微藻）的去除率高，原生动物（215微米）的去除率比细菌（0.42微米)的去除率高。 在长时间内，在细菌粒径的1微米左右添加的微生物显示出了在缓慢的分离后有一个很快的去除，疏水性微生物的去除率比亲水性的高，这就表明表面特性很重要。添加的噬菌体（60纳米）的去除适中，而且不需要长期的分离过程。 颗粒粒径，组成和表面特性的影响力强调在生物滤池中去除颗粒的选择性，对于情节颗粒滤池，在某种程度上与理论预测相符。大约1微米的颗粒与理论去除率相同或更低，因此，对于过滤过程的一个足够评估，和一些参数的测量时很重要的。此外，在缓慢分离后的快速去除显示生物滤池使颗粒高峰平和的能力，这将有利于微生物的障碍功能和接下来的处理过程。鸣谢 非常感谢亨里克里德伯的分析工作，和与Lackareba ck水厂的合作，这是瑞典研究城市用水可持续发展的一部分，是环境战略所提供资金，瑞典水资源提供额外的资金。参考文献Akiba,M.,Kunikane,S.,Kim,H.-S.,Kitazawa,H.,2002. 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