王思宇,李 軍*,王秀杰,王維奇,柴建中 (1.北京工業(yè)大學城鎮(zhèn)污水深度處理與資源化利用技術國家工程實驗室,北京 100124；2.北京工業(yè)大學建筑工程學院市政工程系,北京 100124；.青海潔神環(huán)境能源產(chǎn)業(yè)有限公司,青海 西寧 810000)

芽孢桿菌是一種普遍存在于土壤、河道底泥中的兼性厭氧菌,具有耐堿性、耐高溫、耐毒性、高效脫氮等優(yōu)點,它具有豐富的酶系統(tǒng)和較強的代謝能力,被廣泛應用于污水處理領域[1-3].目前芽孢桿菌的相關研究普遍停留在純菌層面,許多學者在土壤、海水、養(yǎng)殖廢水中篩選分離得到芽孢桿菌[4-7],并已證實其具有異養(yǎng)硝化-好氧反硝化的特性,但在厭氧反硝化活性污泥系統(tǒng)中的脫氮特性鮮有研究.張小平等[8]在養(yǎng)殖水體中分離得到枯草芽孢桿菌 SC02,證實芽孢桿菌能夠增加厚壁菌門、擬桿菌門等菌群豐度,促進菌群結構的多樣性.雍佳君等[9]富集培養(yǎng)含芽孢桿菌的反硝化復合菌群,發(fā)現(xiàn)其具有高效反硝化特性.

本實驗以普通活性污泥為對照,人工投加芽孢桿菌菌劑作為實驗污泥,在厭氧條件下研究不同碳氮比對 2組污泥反硝化的影響,分析芽孢桿菌活性污泥是否具有高效反硝化特性.利用Miseq高通量測序分析對比2組污泥的菌群結構,從而驗證芽孢桿菌活性污泥是否具有菌群多樣性.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗污泥取自北京市高碑店污水廠二沉池回流污泥,污泥呈深褐色,絮狀,有較好的沉降性能.將污泥分別放置在2個反應器內培養(yǎng)馴化,實驗組投加芽孢桿菌菌劑,投加量控制在 0.5g/30d,對照組為普通活性污泥,在相同工況條件下對兩污泥培養(yǎng)馴化30d.

實驗采用人工配水,以乙酸鈉為碳源,以硝酸鈉為氮源,進水硝態(tài)氮濃度為 50mg/L,控制COD/N 為 3、4、4.5、5、6、7、8、9、10,分別研究COD/N對兩污泥反硝化效果、反硝化速率以及亞氮積累率的影響.實驗污泥MLSS=2500mg/L,pH=8.0,水溫為 30℃,投加一定量的微量元素(mg/L),磷酸二氫鉀 10,氯化鈣 0.1,硫酸鎂0.1,氯化鐵1.0,氯化錳0.2,硫酸鋅0.2,硼酸0.2,硫酸鋅0.2.投加一定量的稀鹽酸調節(jié)pH值.

1.2 實驗裝置

實驗采用2個SBR反應器,如圖1所示,有效容積 10L,反應周期為 4h,包括瞬間進水(時間可忽略不計),反應3h,沉淀0.5h,排水0.5h,其余時間閑置.采用 JRB-220型號加熱棒加熱,采用HM-140型號攪拌器攪拌.

1.3 Miseq高通量測序

1.3.1 總DNA的提取和PCR擴增 DNA的提取采用E.Z.N.ATMMag-Bind Soil DNA Kit試劑盒(OMEGA),取適量污泥放入滅菌的 2mL離心管中,加入0.8mLBuffer SLX Mlus,震蕩混勻5min.加入80μL Buffer DS并且震蕩混勻,恒溫金屬浴70℃裂解10min,13000r/min,室溫離心5min.吸取600μL 上層液體至 2mL 離心管中,加入 200μL Buffer SP2,震蕩混勻,加入 100μL HTR Reagent ,混勻10s,冰浴5min, 13000r/min,室溫離心5min.吸取 400μL上清液體至 2mL離心管中,加入450μL Binding Buffer和 40μL Magsi Particles,震蕩混勻,室溫靜置 2min,放置在磁力架上吸附5min,吸棄上層清液.再分別加入 500ulBinding Buffer和 1000μLBuffer PHB,重復上述.將離心管放在55℃烘箱10min,使殘留酒精完全揮發(fā).加入60uL Elution Buffer到離心管中,充分震蕩混勻,65℃金屬浴 10min.磁力架吸附 5min,小心吸取上清DNA液體到新的1.5mL離心管中.采用通用引物對 341F(CCTACGGG-AGGCAGCAG)和805R(GACTACHGGGTATC-TAATCC)進行擴增,引入Illumina橋式PCR兼容引物,進行第2輪PCR擴增.

圖1 SBR反應裝置Fig.1 Sequencing Batch Reactor device diagram

1.3.2 DNA的純化和定量 在25μL PCR產(chǎn)物中加入體積 0.6倍的磁珠,震蕩充分懸浮后放在磁力架上吸附5min,吸出上清液.加入30μL0.6倍的磁珠洗滌液,震蕩充分懸浮后放在磁力架上吸附 5min,吸出上清液.加入 90μLWashBuffer(或者70%乙醇),反向放置在磁力架上,使磁珠吸附到PCR管的另外一面,充分吸附后吸出上清.將PCR管或8聯(lián)管放在55℃烘箱5min,使里面的酒精完全揮發(fā).加入30μL Elution Buffer洗脫.將PCR管放在吸附架上 5min,充分吸附,移出上清液到干凈的1.5mL離心管中,利用Qubit2.0DNA檢測試劑盒對回收的DNA精準定量,以方便按照1：1的等量混合后測序.等量混合時,每個樣品 DNA量取10ng,最終上機測序濃度為20pmol.

1.4 水質檢測方法

檢測水質時3個平行樣取平均值.COD采用重鉻酸鉀法,亞態(tài)氮采用酚二磺酸分光光度法,硝態(tài)氮采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法,pH值采用PHS-2型酸度計監(jiān)測[10].

2 結果與討論

2.1 反應器的啟動階段

圖2 兩組污泥培養(yǎng)馴化過程出水水質變化趨勢Fig.2 Variation trends of effluent quality in two groups of sludge during cultivation and domestication process

在相同的培養(yǎng)條件下(水溫 30℃,pH=8.0,C/N=6)經(jīng)過30d的培養(yǎng)馴化,實驗組芽孢桿菌活性污泥和對照組普通活性污泥都具有較好的反硝化性能,反應3h后(圖2),實驗組污泥出水亞硝態(tài)氮降至2mg/L以下,脫氮率穩(wěn)定在95%以上,對照組污泥出水亞硝態(tài)氮降至 10mg/L以下,脫氮率穩(wěn)定在85%以上,反應器啟動成功.

2.2 芽孢桿菌活性污泥脫氮性能分析

如圖3所示,經(jīng)過一段時間的培養(yǎng)馴化,實驗組污泥表現(xiàn)出較好的反硝化性能.前0.5h硝態(tài)氮被迅速降解,亞硝態(tài)氮開始積累,COD降低,總氮去除并不明顯.0.5h之后,亞硝態(tài)氮積累量達到最大,出現(xiàn)波峰,硝態(tài)氮維持在較低濃度,其還原速率明顯降低,COD的降解速率減緩,總氮降低明顯.不同碳氮比對亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮、總氮以及COD降解速率的影響是不同的.硝態(tài)氮降解幾乎不受碳氮比的影響,去除率均能穩(wěn)定在 95%以上.亞硝態(tài)氮的降解受碳氮比影響較大,亞氮積累率隨著碳氮比的升高而降低.反應3h后,當碳氮比為3時亞氮積累率可達 70%,碳氮比為 10時亞氮積累率僅為 37%.亞硝態(tài)氮降解速率隨著碳氮比的升高而增大,碳氮比小于 4.5時亞硝態(tài)氮降解速率較低,出水有一定亞硝態(tài)氮積累,碳氮比大于 5時亞硝態(tài)氮能夠被完全還原,還原速率隨著碳氮比的升高而顯著增加.COD的降解與碳氮比呈正相關性,隨著初始COD的增加,COD的降解速率和降解量顯著增大.

碳氮比是影響反硝化作用的一個重要因素,碳源不足,碳氮比過低會造成 N2O的積累[11],同時也會造成反硝化的不完全,產(chǎn)生亞氮積累[12].袁怡等[13]在反硝化過程中將碳氮比控制在2.5～4,發(fā)現(xiàn)對硝態(tài)氮還原無影響,而亞硝態(tài)氮積累率為 50%.侯紅娟等[14]研究發(fā)現(xiàn),脫氮率隨著進水碳源濃度降低而顯著下降.馬娟等[15]對比不同進水碳源得出,乙酸鈉更容易形成亞氮積累.羅菁蕾等[16]在 SBBR 工藝中確定最適碳氮比為 10,此時亞氮積累率最低,反硝化脫氮率最高.王凱等[17]處理垃圾滲濾液控制系統(tǒng)碳氮比大于 4,實現(xiàn)脫氮率 95%以上.以兩步反硝化理論[18-20]為前提,反硝化細菌將一部分硝態(tài)氮還原成中間產(chǎn)物亞硝態(tài)氮,而相對于亞硝態(tài)氮的還原,這一過程釋放更多的自由能[21],在宏觀上表現(xiàn)出一定的亞硝酸鹽積累.從微觀角度來看,硝酸鹽還原酶存在細胞膜內,而亞硝酸鹽還原酶存在細胞周質中,硝酸鹽還原酶的合成早于亞硝酸鹽還原酶的合成,這些因素都導致電子轉移的過程中會優(yōu)先選擇硝酸鹽還原酶,而流向亞硝酸鹽還原酶的速度較低[22].

圖3 硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、總氮、COD隨反應時間的變化規(guī)律Fig.3 Changes of nitrate nitrogen, nitrite nitrogen, total nitrogen and COD with reaction time

2.3 實驗組和對照組在不同碳氮比條件下的反硝化性能

圖4分別為低碳氮比(以C/N=4為例),中碳氮比(以C/N=6為例)和高碳氮比(以C/N=8為例)條件下,實驗組(A)和對照組(B)反硝化性能的對比.碳氮比較低時,對照組和實驗組污泥反硝化均不完全,硝態(tài)氮降解速率較快,亞硝態(tài)氮積累多,碳源成為反硝化作用的限制因素;碳氮比為6時,硝態(tài)氮還原保持較高速率,亞硝態(tài)氮還原速率逐漸升高,在0.5～0.75h系統(tǒng)中由硝態(tài)氮還原得到的亞硝態(tài)氮和被反硝化細菌還原的亞硝態(tài)氮相等,表現(xiàn)為亞硝態(tài)氮有穩(wěn)定的積累,短時間內濃度保持不變.0.75h后系統(tǒng)內硝態(tài)氮被還原完全,亞硝態(tài)氮濃度迅速降低.對照組污泥在2h內反硝化徹底,而實驗組在1.5h內即可反硝化徹底;在碳氮比為8時,實驗組亞硝態(tài)氮還原速率明顯增大,將進水總氮完全還原需要 1.25h,對照組完全反硝化需要 1.75h.在實驗組亞硝態(tài)氮還原速率升高的同時,硝態(tài)氮還原速率有減弱的趨勢,這是因為碳源充足的條件下,亞硝酸鹽還原酶保持較高的活性,提高了自身爭奪電子的能力,使硝酸鹽還原菌得到電子受到限制,從而表現(xiàn)出硝態(tài)氮還原有減弱趨勢.

隨著碳氮比的升高,實驗組和對照組兩污泥反硝化程度、反硝化速率均增長,實驗組污泥增長幅度較大.碳氮比高于 6時對照組污泥增長緩慢,而實驗組污泥在碳氮比為10的條件下仍有較大增長,發(fā)揮出高效反硝化作用.一方面是由于實驗組污泥具有多樣性,芽孢桿菌的存在會促進其他反硝化細菌的生長[8],在碳氮比較高時,充足的碳源為各細菌的生長提供了條件,各細菌的協(xié)同作用使實驗組污泥具有高效反硝化特性;另一方面,反硝化作用產(chǎn)生堿度[19],pH值的升高可能會對反硝化細菌起到一定抑制作用[23],而芽孢桿菌具有較強的耐堿性[5,24],pH值在9.0～9.5的范圍內仍可進行反硝化.

圖4 不同碳氮比條件下實驗組和對照組的反硝化性能Fig.4 Denitrification performance of experimental and control groups under different carbon to nitrogen ratios

進水以乙酸鈉為碳源,以硝酸鈉為氮源,按照兩步反硝化理論[18-19],只考慮亞硝態(tài)氮為唯一中間產(chǎn)物,則兩步反硝化的方程式分別如式(1)和式(2)所示[25]：

硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮的還原速率分別為：

反應前期,各個碳氮比條件下硝態(tài)氮均可被迅速還原,硝酸鹽還原受到碳源的影響較小[13],其中一部分發(fā)生短程反硝化,轉化為中間產(chǎn)物亞硝態(tài)氮,亞氮短暫積累,而總氮沒有變化.硝態(tài)氮被還原完全之后,亞硝態(tài)氮被亞硝酸鹽還原菌迅速還原.在宏觀上,亞硝態(tài)氮降解速率表現(xiàn)為先增大后減小再增大的趨勢,在硝態(tài)氮被還原完全后,亞硝態(tài)氮還原速率達到最大,亦為總氮的最大還原速率.最大反硝化速率,最大比反硝化速率分別如式(5)和式(6)所示：

式中：γx為最大反硝化速率,mg/(L·h);μx為最大比反硝化速率,mgTN/(gMLSS·h); ΔNOx--N 為亞硝態(tài)氮積累最大值至反應結束的變化值,mg/L;Δt為亞硝態(tài)氮積累最大值至反應結束的時間,h;Cx為污泥濃度,mg/L.

如表1所示,對照組和實驗組的反硝化速率隨著碳氮比的升高而升高.碳氮比較低時對照組和實驗組污泥反硝化速率均較低,反硝化作用進行的不徹底,碳源成為反硝化速率的限制因素.隨著碳氮比的升高,對照組和實驗組污泥反硝化速率增加,當碳氮比大于 7時對照組污泥反硝化速率增加幅度較小,而實驗組污泥反硝化速率仍然保持大幅度增長.在碳氮比為 10時,對照組污泥比反硝化速率為 10.283mgTN/(gMLSS·h),而實驗組污泥比反硝化速率可達 27.144mgTN/(gMLSS·h),可見實驗組芽孢桿菌活性污泥在碳氮比較高時具有高效反硝化特性.

表1 不同碳氮比下實驗組和對照組反應速率Table 1 The response rate of the experimental group and control group

2.4 微生物菌群結構分析

經(jīng)測序分析,兩樣本共涵蓋24門、42綱、63目、126科、340屬的細菌.樣本的 OTU值、Shannon值、Simpson指數(shù)值以及Coverage值見表2,其中Shannon值和Simpson指數(shù)值表示樣本微生物群落的多樣性,Shannon值越大,Simpson指數(shù)值越小,說明群落多樣性越大.Coverage值為樣本的文庫覆蓋率,它表征本次測序的真實性.

表2 樣品多樣性指數(shù)分析Table 2 Sample diversity index

圖5中,1號表示實驗組芽孢桿菌活性污泥,2號表示對照組普通活性污泥.在細菌門層面,實驗組污泥中的優(yōu)勢菌為變形桿菌門(Proteobacteria, 58.02%)、藍細菌門(Chloroflexi, 22.43%)、厚壁菌門(Firmicutes, 6.01%)、擬桿菌門(Bacteroidetes, 2.8%)、酸桿菌門(Acidobacteria, 2.51%)、浮霉狀菌門(Planctomycetes, 2.48%)和放線菌門(Actinobacteria, 2.27%)等 7種,相對豐度占總群落的96.52%;對照組污泥的優(yōu)勢菌主要為變形桿菌門(Proteobacteria, 63.85%)、擬桿菌門(Bacteroidetes, 13.83%)、厚壁菌門(Firmicutes, 1.98%)等 3種,相對豐度占總群落的79.66%.芽孢桿菌綱屬厚壁菌門,投加芽孢桿菌菌劑后微生物群落中厚壁菌門、藍細菌門的豐度有明顯升高,擬桿菌門豐度降低.

在細菌綱層面,實驗組污泥優(yōu)勢菌為β-變形菌綱(Betaproteobacteria, 25.62%)、α-變形菌綱(Alphaproteobacteria, 23.32%)、厭氧繩菌綱(Anaerolineae, 21.33%)、 γ- 變 形 菌 綱(Gammaproteobacteria, 8.72%)、浮酶狀菌綱(Planctomycetia, 2.46%)、放線菌綱(Actinobacteria, 2.27%)、Negativicutes (2.18%)、芽孢桿菌綱(Bacilli, 2.00%)等8種,對照組中優(yōu)勢菌為β-變形菌綱(Betaproteobacteria, 39.98%)、α-變形菌綱(Alphaproteobacteria, 14.02%)、γ-變形菌綱(Gammaproteobacteria, 9.37%)、鞘氨醇桿菌綱(Sphingobacteriia, 8.76%)、黃桿菌綱(Flavobacteriia, 3.58%)等5種[26].投加芽孢桿菌菌劑后,芽孢桿菌綱豐度有所升高,實驗組污泥芽孢桿菌綱豐度為對照組的20倍.在變形桿菌門層面上,α-變形菌綱豐度降低,β-變形菌綱豐度升高.

圖5 實驗組和對照組微生物群落分布對比Fig.5 Comparison of microbial community distribution in experimental group and control group

芽孢桿菌活性污泥微生物群落更加豐富,多樣性優(yōu)于對照組污泥.在細菌門層面、綱層面實驗組優(yōu)勢菌的類別均多于對照組污泥.在細菌屬層面,實驗組污泥主要包括芽殖桿菌屬(Gemmobacter)、短單胞桿菌屬(Brachymonas)、熱單胞菌屬(Thermomonas)、Defluviimonas、長繩菌屬(Longilinea)、Ornatilinea、Aridibacter、微小桿菌屬(Exiguobacterium)等多種優(yōu)勢菌屬,對照組污泥包括索氏桿菌屬(Thauera)、芽殖桿菌屬(Gemmobacter)、Ferruginibacter、鐵礦砂單胞桿菌屬(Arenimonas)、簡易螺旋菌屬(Simplicispira)等優(yōu)勢菌屬,并且菌屬大都具有反硝化脫氮特性.Hirsch等[27]在最適溫度31℃下發(fā)現(xiàn)芽殖桿菌屬(Gemmobacter)具有較好的脫氮性能;李敬源等[28]在養(yǎng)殖廢水中發(fā)現(xiàn)優(yōu)勢菌屬短單胞桿菌(Brachymonas),并驗證其具有反硝化脫氮性能;Mergaert等[29]在厭氧反硝化反應器內分離出熱單胞桿菌(Thermomonas),其在 50℃下都有較好的反硝化特性;Foesel等[30]在生物濾池膜表面分離得到優(yōu)勢菌屬Defluviimonas并驗證了其反硝化特性;李慧星等[31]在酒精廢水中發(fā)現(xiàn)優(yōu)勢菌屬長繩菌屬(Longilinea),它能有效降解大分子有機物,分解結構頑固化合物.

投加芽孢桿菌菌劑后微生物種類分布不同,豐富程度也不相同,這就說明芽孢桿菌在微生物群落分布多樣性上起著重要的作用.芽孢桿菌能夠與厭氧繩菌綱,變形菌綱,放線菌綱,浮酶狀菌綱等多種細菌穩(wěn)定共存,而這些細菌大都具有良好的反硝化性能.在高碳氮比條件下,充足的碳源促進了這些菌群的增殖,一方面微生物群落結構實現(xiàn)多元化,另一方面各菌群的相互協(xié)同作用加快了反硝化脫氮,從而實現(xiàn)了高效反硝化.

3 結論

3.1 碳氮比對污泥反硝化影響較大,芽孢桿菌活性污泥能夠在高碳氮比條件下高效反硝化,碳氮比為 10時比反硝化速率可達 27.144mgTN/(gMLSS·h),約為普通活性污泥的2.7倍.

3.2 芽孢桿菌的存在會促進其他異養(yǎng)菌的生長,在細菌門、綱、目、科、屬等層面,芽孢桿菌活性污泥菌群多樣性均優(yōu)于普通活性污泥,碳源充足條件下各細菌的協(xié)同作用,使芽孢桿菌活性污泥具有高效反硝化特性.

[1] Boopathy R, Kern C, Corbin A. Use of Bacillus consortium in waste digestion and pathogen control in shrimp aquaculture [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2015,102(SI)：159-164.

[2] Shimaya C, Hashimoto T. Isolation and characterization of novel thermophilic nitrifying Bacillus sp from compost [J]. Soil Science and Plant Nutrition, 2011,57(1)：150-156.

[3] 賈子龍,王國英,崔 杰,等.異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌脫氮同時降解苯酚特性 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(9)：2644-2649.

[4] 成 鈺,李秋芬,費聿濤,等.海水異養(yǎng)硝化_好氧反硝化芽孢桿菌SLWX_2的篩選及脫氮特性 [J]. 環(huán)境科學, 2016,37(7)：2681-2688.

[5] 鄭喜春,郭曉軍,姚 娜,等.反硝化芽孢桿菌的篩選鑒定及反硝化特性 [J]. 生態(tài)學雜志, 2012,31(6)：1447-1452.

[6] 吳麗紅,李曉惠,楊 芳,等.蠟狀芽孢桿菌生物強化反硝化脫氮研究 [J]. 中國給水排水, 2016,(3)：89-92.

[7] 馬宏瑞,章 欣,王曉蓉,等.芽孢桿菌Z5溶銅綠微囊藻特性研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2011,31(5)：828-833.

[8] 張小平.枯草芽孢桿菌sc02和施氏假單胞f1m對草魚養(yǎng)殖水體水質的影響及機理研究 [D]. 杭州：浙江大學, 2014.

[9] 雍佳君,成小英.蠡河底泥中反硝化復合菌群富集及菌群結構研究 [J]. 環(huán)境科學, 2015,2015(6)：2232-2238.

[10] 國家環(huán)境保護總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會.水和廢水監(jiān)測分析方法, [M]. 4版.中國環(huán)境科學出版社, 2002.

[11] 李鵬章,王淑瑩,彭永臻,等. COD/N與pH值對短程硝化反硝化過程中N2O產(chǎn)生的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(8)：2003-2009.

[12] Shijian G, Yongzhen P, Shuying W. Nitrite accumulation under constant temperature in anoxic denitrification process： The effects of carbon sources and COD/NO3--N [J]. Bioresource Technology,2012,114(3)：137-143.

[13] 袁 怡,黃 勇,鄧慧萍,等. C/N對反硝化過程中亞硝酸鹽積累的影響分析 [J]. 環(huán)境科學, 2013,34(4)：1416-1420.

[14] 侯紅娟,王洪洋,周 琪.進水COD濃度及C/N值對脫氮效果的影響 [J]. 中國給水排水, 2005,21(12)：19-23.

[15] 馬 娟,宋相蕊,李 璐.碳源對反硝化過程NO2-積累及出水pH值的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(10)：2556-2561.

[16] 羅菁蕾,張朝升,榮宏偉.碳氮比對生物膜 SND過程微生物菌群結構的影響 [J]. 給水排水, 2016,(7)：96-100.

[17] 王 凱,武道吉,陳舉欣,等. SBR處理滲濾液深度脫氮的影響因素研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(11)：3287-3294.

[18] 陳文倩,周小紅,張永明,等.兩步脫氮過程的濾池反硝化動力學模型研究 [J]. 給水排水, 2013,(s1)：163-166.

[19] 馬 娟,彭永臻,王 麗.溫度對反硝化過程的影響以及pH值變化規(guī)律 [J]. 中國環(huán)境科學, 2008,28(11)：1004-1008.

[20] 牛 萌,王淑瑩,杜 睿,等.甲醇為碳源短程反硝化亞硝酸鹽積累特性 [J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(9)：3301-3308.

[21] Rittmann B E. Environmental biotechnology： principles and applications [M]. Beijing：Tsinghua University, 2002：59-135.

[22] 鄭 平,徐向陽,胡寶蘭.新型生物脫氮理論與技術 [M]. 北京：科學出版社, 2004.

[23] 曾金平,陳光輝,李 軍,等.不同初始pH值下反硝化包埋顆粒的動力學特性 [J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(2)：526-533.

[24] Song Z, An J, Fu G, et al. Isolation and characterization of an aerobic denitrifying Bacillus sp YX-6from shrimp culture ponds[J]. Aquaculture, 2011,319(1/2)：188-193.

[25] 馬 勇,彭永臻.A/O生物脫氮工藝的反硝化動力學試驗 [J].中國環(huán)境科學, 2006,26(4)：464-468.

[26] 李 鵬,畢學軍,王 軍,等.常規(guī)和倒置A2/O工藝活性污泥微生物群落結構的比較 [J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(3)：1137-1145.

[27] Hirsch P, Schlesner H. Gemmobacter [M]. Bergey's Manual of Systematics of Archaea and Bacteria： John Wiley & Sons, Ltd, 2015.

[28] 李敬源,林煒鐵,羅劍飛,等.典型對蝦養(yǎng)殖水體中參與硝化與反硝化過程的微生物群落結構 [J]. 微生物學報, 2012,52(4)：478-488.

[29] Mergaert J, Cnockaert M C, Swings J. Thermomonas fusca sp.nov. and Thermomonas brevis sp. nov. two mesophilic species isolated from a denitrification reactor with poly(epsiloncaprolactone) plastic granules as fixed bed, and emended description of the genus Thermomonas [J]. International Journal of Systematic & Evolutionary Microbiology, 2003,53(6)：1961.

[30] Foesel B U, Drake H L, Schramm A. Defluviimonas denitrificans gen. nov. sp. nov. and Pararhodobacter aggregans gen. nov. sp.nov. non-phototrophic Rhodobacteraceae from the biofilter of a marine aquaculture [J]. Systematic & Applied Microbiology,2011,34(7)：498-502.

[31] 李慧星,杜風光,薛 剛.高通量測序研究酒精廢水治理中厭氧活性污泥的微生物菌群 [J]. 環(huán)境科學學報, 2016,36(11)：4112-4119.