陳 釗， 宋協(xié)法， 黃志濤， 李 健， 董登攀， 任 義， 江玉立

(1.中國海洋大學(xué)水產(chǎn)學(xué)院，山東 青島266003；2.中國水產(chǎn)科學(xué)研究院黃海水產(chǎn)研究所, 山東 青島 266071)

脫氮技術(shù)是水質(zhì)凈化、污水處理的重要手段，其中生物脫氮技術(shù)因不需要后續(xù)處理、無副產(chǎn)物產(chǎn)生而成為最經(jīng)濟的脫氮方法[13]。生物脫氮技術(shù)有著廣泛的應(yīng)用，其在循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)中對于水質(zhì)的控制發(fā)揮著重要作用，其中氨氮和亞硝酸鹽因?qū)︷B(yǎng)殖生物具有毒性而受到嚴(yán)格控制，一般是利用生物濾池中硝化細菌的硝化作用將氨氮和亞硝酸鹽轉(zhuǎn)化為低毒性的硝酸鹽，但硝酸鹽的持續(xù)積累最終也會導(dǎo)致系統(tǒng)的崩潰，所以將硝酸鹽通過反硝化作用轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮，完成氮元素由水域向大氣的轉(zhuǎn)移仍然是必要的過程。循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)內(nèi)需要高溶氧以確保其高密度養(yǎng)殖的需求，而傳統(tǒng)的反硝化過程是在厭氧的環(huán)境下進行的[1]，這與循環(huán)水養(yǎng)殖的要求相矛盾，需要額外增加水處理環(huán)節(jié)以實現(xiàn)厭氧反硝化。厭氧反硝化會增加養(yǎng)殖成本、限制循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)的生產(chǎn)，所以好氧反硝化的發(fā)現(xiàn)從根本上解決了這一矛盾。針對循環(huán)水養(yǎng)殖的特點開展好氧反硝化的相關(guān)研究，對于循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)的脫氮、維持良好的水質(zhì)狀態(tài)具有重要意義。

生物濾池具有十分復(fù)雜的生態(tài)結(jié)構(gòu)，在實現(xiàn)循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)脫氮、控制養(yǎng)殖系統(tǒng)水質(zhì)方面起著至關(guān)重要的作用。本研究嘗試從循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)中的生物濾池內(nèi)分離好氧反硝化細菌，開展相關(guān)研究，并在此基礎(chǔ)上進行好氧反硝化反應(yīng)器的應(yīng)用研究，以期為循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)的脫氮技術(shù)工藝提供參考。

1 材料與方法

1.1 細菌分離

1.1.1 樣品來源 萊州明波公司珍珠龍膽(♀Epinephelusfuscoguttatus×♂Epinepheluslanceolatu)循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)內(nèi)的生物濾池。

1.1.2 培養(yǎng)基及試劑 反硝化富集培養(yǎng)基[14]：牛肉膏3.0 g，蛋白胨5.0 g，KNO31.0 g，人工海水(30 ‰的NaCl溶液)1 000 mL，pH≈7.4。

溴百里酚藍(BTB)分離培養(yǎng)基[15]：KNO31.0 g，C6H5Na3O2·2H2O 1.0 g，KH2PO41.0 g，F(xiàn)eSO4·7H2O 0.05 g，CaCl20.2 g，MgSO4·7H2O 1.0 g，溴百里酚藍(1 %溶于酒精)1 mL，瓊脂 20.0 g，人工海水1 000 mL，pH=7.2。

活化培養(yǎng)基：KNO31.0 g，C6H5Na3O2·2H2O 1.0 g，KH2PO41.0 g，F(xiàn)eSO4·7H2O 0.05 g，CaCl20.2 g，MgSO4·7H2O 1.0 g，人工海水1 000 mL，pH≈7.4。

反硝化性能測定培養(yǎng)基(DM)：C6H5Na3O2·2H2O 1.31 g，CH3COONa 1.10 g，KNO30.361 g，MgSO4·7H2O 0.2 g，KH2PO41.0 g，K2HPO45.0 g，NaCl 0.5 g，微量元素溶液1 mL，人工海水999 mL，pH≈7.4。

微量元素溶液[16]：EDTA 50.0 g，ZnSO42.2 g，CaCl25.5 g，MnCl2·4H2O 5.06 g，F(xiàn)eSO4·7H2O 5.0 g，(NH4)6Mo7O2·4H2O 1.1 g，CuSO4·5H2O 1.57 g，CoCl2·6H2O 1.61 g，去離子水1 L，pH= 7.0。

各培養(yǎng)基用前都在121 ℃條件下滅菌20 min。

1.1.3 細菌富集 將從生物濾池中獲取的濾料在無菌環(huán)境下剪碎后放入裝有90 mL無菌人工海水的三角瓶中，在搖床200 r/min條件下震蕩3 h。隨后取上清液10 mL接種到90 mL富集培養(yǎng)基中，并于30 ℃、轉(zhuǎn)速150 r/min條件下培養(yǎng)，每隔12 h分別用二苯胺試劑和格里斯試劑定性檢驗硝酸鹽和亞硝酸鹽含量，當(dāng)硝酸鹽明顯降低且有亞硝酸鹽產(chǎn)生時富集下一代。如此重復(fù)富集3次獲得四代富集培養(yǎng)液。

1.1.4 細菌分離純化及鑒定 用無菌人工海水將四代富集培養(yǎng)液稀釋成10-1、10-2、10-3、10-4、10-5、10-6、10-7和10-88個梯度，分別移取0.1 mL稀釋液在BTB平板上稀釋涂布，每個梯度做2個平行，之后在30 ℃恒溫箱中培養(yǎng)2～3 d，待菌落長出后，選取變藍的平板并挑取帶藍色暈圈的單菌落再次劃線(每代皆做2個平行)，如此純化3次獲得四代純化菌落。將菌落一致、生長良好的平板上的菌株接種到斜面培養(yǎng)基上，4 ℃保藏。

提取菌株DNA進行16S rDNA序列分析，將測序結(jié)果與Genbank數(shù)據(jù)庫進行Blast分析確定菌株種類。

1.2 反硝化性能測定

用接種環(huán)從斜面培養(yǎng)基上刮取適量細菌接種到裝有100 mL活化培養(yǎng)基的三角瓶內(nèi)，30 ℃、180 r/min條件下活化2天。移取2 mL活化培養(yǎng)液接種到100 mL反硝化測定培養(yǎng)基中，30 ℃、180 r/min條件下培養(yǎng)，分別測定其48 h后的硝酸鹽、亞硝酸鹽、氨氮的濃度變化。

1.3 反硝化反應(yīng)器的運行與控制

1.3.1 實驗裝置 如圖1所示，人工污水通過蠕動泵以恒定流速(12.22 mL/min)由反應(yīng)器底部入水口輸送進反應(yīng)器，然后從反應(yīng)器上部出水口流出，進入廢液缸，不再利用。反應(yīng)器內(nèi)填充190 g K1濾料，濾料為直徑1 cm、高1 cm的內(nèi)十字圓筒結(jié)構(gòu)，外壁附有縱向突起條帶；濾料密度約為0.96 g/cm3(堆積密度150 kg/m3)，比表面積約850 m2/m3。反應(yīng)器有效水容積為2.2 L，水力停留時間(HRT)為3 h。反應(yīng)器浸入配有加熱棒的水槽中施行水浴控溫(水槽內(nèi)持續(xù)充氣攪拌以實現(xiàn)均勻加熱)，溫度控制在(25+1)℃；反應(yīng)器外壁貼有黑色壁紙以避光；24 h充氣。

圖1 實驗裝置圖Fig. 1 The figure of experimental apparatus

1.3.3 接種 將分離、篩選的菌株分別在25 ℃、180 r/min條件下單獨活化2天。移取每種菌的活化培養(yǎng)液(約3×1010CFU/mL)10 mL到裝有2.2 L人工污水的反硝化反應(yīng)器中混合接種，24 h充氣，蠕動泵不啟動，穩(wěn)定2天。

1.3.4 水質(zhì)監(jiān)測 在接種后的48 h中，每隔12 h對反應(yīng)器內(nèi)的水質(zhì)進行取樣分析，檢測硝酸鹽、亞硝酸鹽、氨氮、總氮的濃度變化。接種2天后開啟蠕動泵，每天從反應(yīng)器的進出水口取樣分析，檢測上述4個指標(biāo)的變化，直至出水口水質(zhì)達到穩(wěn)定。

1.4 水質(zhì)分析方法

氨氮檢測方法為次溴酸鹽氧化分光光度法，亞硝酸鹽的檢測方法為N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，硝酸鹽檢測方法為鋅鎘還原法，總氮檢測方法為過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法。

2 結(jié)果與分析

2.1 細菌分離

細菌富集階段，經(jīng)二苯胺和格里斯試劑定性檢測，12 h后即有亞硝酸鹽的產(chǎn)生，24 h后硝酸鹽的含量明顯降低。48 h后進行下一代富集。涂布平板后，10-3、10-4和10-53個稀釋度平板上的菌落有利于單菌落的挑取，選取此3個稀釋度平板進行下一代的純化；重復(fù)劃線，獲得四代純化菌株。最終分離出8株細菌，分別命名為Z1～Z8。

結(jié)合細菌反硝化性能測定結(jié)果，選擇Z1、Z8 2株脫氮效果較好的細菌進行16S rDNA鑒定，結(jié)果顯示Z1、Z8分別與弧菌屬(Vibrio)的V.neocaledonicus和V.azureus相似度最高，同源性均達99%以上(Genbank序列登錄號分別為KX037098、KX037099)。

2.2 細菌反硝化性能測定

圖2顯示，各菌株硝酸鹽去除率都較高，但都存在一定的亞硝酸鹽和氨氮積累。Z1、Z2、Z3、Z4、Z8菌株亞硝酸鹽、氨氮積累較少，硝酸鹽去除率90%左右、無機氮去除率87 %左右，效果良好；Z5、Z6、Z7亞硝酸鹽、氨氮積累比較嚴(yán)重，且硝酸鹽和無機氮去除率相對較低。

圖2 48 h反硝化性能測定結(jié)果Fig. 2 The results of 48h denitrification test

2.3 反硝化反應(yīng)器的脫氮效果

2.3.1 接種后48 h反應(yīng)器內(nèi)水質(zhì)變化 將分離、篩選菌株Z1、Z8各自活化后混合接種入反應(yīng)器。反應(yīng)器接種后保持24 h充氣，每隔12 h對反應(yīng)器內(nèi)污水進行取樣分析，檢測硝酸鹽、亞硝酸鹽、氨氮和總氮的變化，結(jié)果如圖3所示，相應(yīng)硝酸鹽和總氮的去除率見圖4。

圖3 反應(yīng)器接種后48 h內(nèi)水質(zhì)變化Fig. 3 The changes of water quality in the bioreactor during the 48 h after inoculation

圖4 反應(yīng)器接種后48 h內(nèi)硝酸鹽和總氮去除率變化 Fig. 4 The changes of nitrate and total nitrogen removal rates in the bioreactor during the 48 h after inoculation

由圖3和4可知，48 h內(nèi)硝酸鹽的濃度大幅降低，最終去除率為56.26 %，但從誤差線幅度可知，3個反應(yīng)器之間差異較大；總氮去除效果微弱，48 h總氮去除率13.98 %；亞硝酸鹽存在顯著積累現(xiàn)象，且積累速率較快，12 h達到峰值(10.88 mg/L)后開始緩慢降低，并有趨于穩(wěn)定的趨勢；氨氮也存在積累現(xiàn)象，最終濃度達到6.87 mg/L。

圖5 生物反應(yīng)器進出水口亞硝酸鹽變化Fig. 5 Nitrite concentrations change of inlet and outlet water from the bioreactor

圖6 生物反應(yīng)器進出水口氨氮變化Fig. 6 Ammonia concentrations change of inlet and outlet water from the bioreactor

圖7 生物反應(yīng)器進出水口硝酸鹽變化Fig. 7 Nitrate concentrations change of inlet and outlet water from the bioreactor

圖8 生物反應(yīng)器進出水口總氮變化

圖9 生物反應(yīng)器對硝酸鹽和總氮的去除率Fig. 9 Nitrate and total nitrogen removal rates of the bioreactor

系統(tǒng)啟動一天后，亞硝酸鹽積累十分嚴(yán)重，達到37.41 mg/L，說明反硝化過程的的第一階段十分活躍，大量硝酸鹽被還原為亞硝酸鹽；之后亞硝酸鹽濃度迅速降低，最低濃度為0 mg/L(第14天)，在經(jīng)歷2次波動之后，逐漸趨于穩(wěn)定，實驗結(jié)束時亞硝酸鹽濃度為0.18 mg/L。與反應(yīng)器接種后48h相比，系統(tǒng)啟動后氨氮積累情況大幅減弱，第一天氨氮濃度為0.69 mg/L，之后出現(xiàn)多次波動，第7天達到峰值2.75 mg/L，最低濃度為0.04 mg/L(第13天)，20 d后逐漸趨于穩(wěn)定，實驗結(jié)束時氨氮濃度為0 mg/L。反應(yīng)器對硝酸鹽的去除效率非常高，系統(tǒng)啟動后第一天去除率即達到79.04 %，此后歷經(jīng)幾次起伏；9天后達到理想狀態(tài)，除第18～20天去除率在95 %左右，其它時間硝酸鹽去除率都在98 %以上?？偟谙到y(tǒng)啟動初去除效果較弱，第一天去除率只有20.94 %，此后迅速提升，第3天即達到去除率峰值83.17 %，此后歷經(jīng)多次波動，慢慢趨于穩(wěn)定，實驗結(jié)束時總氮去除率為74.40 %?？傮w來看，反硝化反應(yīng)器對人工污水的脫氮效果良好，硝酸鹽及總氮去除效果理想，氨氮和亞硝酸鹽積累情況在后期穩(wěn)定后較弱，具有一定的應(yīng)用價值。

3 討論

Vibrioneocaledonicus、Vibrioazureus都屬于變形菌門(Proteobacteria)伽馬變形菌綱(r-Proteobacteria)弧菌目(Vibrionales)弧菌科(Vibrionaceae)弧菌屬(Vibrio)；Vibrioneocaledonicus是Chalkiadakis[20]等學(xué)者于2013年發(fā)現(xiàn)的一株細菌，具有將硝酸鹽轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽的代謝特性；Vibrioazureus是Yoshizawa等學(xué)者[21]2009年發(fā)現(xiàn)的一株細菌，同樣具有將硝酸鹽轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽的能力。好氧反硝化細菌一般存在于假單胞菌屬(Pseudomonas)；產(chǎn)堿桿菌屬(Alcaligenes)；副球菌屬(Paracoccus)；芽孢桿菌屬(Bacillus)等[3]，但弧菌屬好氧反硝化細菌鮮有報道。

實驗期間生物反應(yīng)器出水口水質(zhì)出現(xiàn)多次波動，而且從對應(yīng)時間的誤差線幅度也可以看出3個反應(yīng)器在波動期會出現(xiàn)較大差異。反硝化細菌屬于異養(yǎng)微生物，而人工污水C/N較高，營養(yǎng)物質(zhì)豐富，利于微生物的繁殖；另一方面，反應(yīng)器直接暴露在室內(nèi)，自然環(huán)境中的微生物也會在其中大量繁殖，使得反應(yīng)器內(nèi)的群落結(jié)構(gòu)變得十分復(fù)雜，再加上反應(yīng)器容積太小，很容易受到外界環(huán)境的影響。實驗期間觀察到反應(yīng)器內(nèi)濾料表面生物膜逐漸增多，后期濾料表面附著了大量生物膜，微生物生命周期短，大量死亡后可能導(dǎo)致水質(zhì)惡化，引起水質(zhì)波動。

4 結(jié)語

參考文獻：

[1] Ferguson S J. Denitrification and its control[J]. Antonie van Leeuwenhoek, 1994, 66(1-3): 89-110.

[2] Frette L, Gejlsbjerg B, Westermann P. Aerobic denitrifiers isolated from an alternating activated sludge system[J]. FEMS Microbiology Ecology, 1997, 24(4): 363-370.

[3] 王薇, 蔡祖聰, 鐘文輝, 等. 好氧反硝化菌的研究進展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2008, 18(11): 2618-2625.

Wang W, Cai Z C, Zhong W H, et al. Research advances in aerobic denitrifiers[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2008, 18(11): 2618-2625.

[4] Lukow T, Diekmann H. Aerobic denitrification by a newly isolated heterotrophic bacterium strain TL1[J]. Biotechnology Letters, 1997, 19(11): 1157-1159.

[5] Robertson L A, Kuenen J G. Aerobic denitrification: A controversy revived[J]. Archives of Microbiology, 1984, 139(4): 351-354.

[6] Chen F, Xia Q, Ju L K. Aerobic denitrification ofPseudomonasaeruginosamonitored by online NAD (P) H fluorescence[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2003, 69(11): 6715-6722.

[7] Kim M, Jeong S Y, Yoon S J, et al. Aerobic denitrification ofPseudomonasputidaAD-21 at different C/N ratios[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2008, 106(5): 498-502.

[8] Wang P, Yuan Y, Li Q, et al. Isolation and immobilization of new aerobic denitrifying bacteria[J]. International Biodeterioration and Biodegradation, 2013, 76: 12-17.

[9] Ji B, Wang H, Yang K. Nitrate and COD removal in an upflow biofilter under an aerobic atmosphere[J]. Bioresource Technology, 2014, 158: 156-160.

[10] Huang H K, Tseng S K. Nitrate reduction byCitrobacterdiversusunder aerobic environment[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2001, 55(1): 90-94.

[11] Chen F, Xia Q, Ju L K. Competition between oxygen and nitrate respirations in continuous culture ofPseudomonasaeruginosaperforming aerobic denitrification[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2006, 93(6): 1069-1078.

[12] 郭焱, 張召基, 陳少華. 好氧反硝化微生物學(xué)機理與應(yīng)用研究進展[J]. 微生物學(xué)通報, 2016, 43(11): 2480-2487.

Guo Y, Zhang Z, Chen S. Microbiology and potential application of aerobic denitrification: A review[J]. Microbiology China, 2016, 43(11): 2480-2487.

[13] Liu Y, Gan L, Chen Z, et al. Removal of nitrate usingParacoccussp. YF1 immobilized on bamboo carbon[J]. Journal of Hazardous Materials, 2012, 229: 419-425.

[14] 馬放, 任南琪, 楊基先. 污染控制微生物學(xué)實驗[M]. 哈爾濱：哈爾濱工業(yè)大學(xué)出版社, 2002.

Ma F, Ren N Q, Yang J X. Microbiology Experiment of Pollution Control [M]. Harbin: Harbin Institute of Technology Press, 2002.

[15] Takaya N, Catalan-Sakairi M A B, Sakaguchi Y, et al. Aerobic denitrifying bacteria that produce low levels of nitrous oxide[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2003, 69(6): 3152-3157.

[16] Zheng H Y, Liu Y, Gao X Y, et al. Characterization of a marine origin aerobic nitrifying-denitrifying bacterium[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2012, 114(1): 33-37.

[17] 馬放, 王弘宇, 周丹丹. 活性污泥體系中好氧反硝化菌的選擇與富集[J]. 湖南科技大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2005, 20(2): 80-83.

Ma F, Wang H Y, Zhou D D. Selection and enrichment of aerobic denitrifier in activated sludge system [J]. Journal of Hunan University of Science and Technology (Natural Science Edition), 2005, 20(2): 80-83.

[18] Meiberg J B M, Bruinenberg P M, Harder W. Effect of dissolved oxygen tension on the metabolism of methylated amines in Hyphomicrobium X in the absence and presence of nitrate: Evidence for 'aerobic' denitrification[J]. Journal of General Microbiology, 1980, 120(2): 453-463.

[19] Kong Q X, Li J W, Wang X W, et al. A new screening method for aerobic denitrification bacteria and isolation of a novel strain[J]. Chin J Appl Environ Biol, 2005, 11(2): 222-225.

[20] Chalkiadakis E, Dufourcq R, Schmitt S, et al. Partial characterization of an exopolysaccharide secreted by a marine bacterium,Vibrioneocaledonicussp. nov. , from New Caledonia[J]. Journal of Applied Microbiology, 2013, 114(6): 1702-1712.

[21] Yoshizawa S, Wada M, Kita-Tsukamoto K, et al. Vibrio azureus sp. nov. , a luminous marine bacterium isolated from seawater[J]. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology, 2009, 59(7): 1645-1649.

[22] Kucera I, Matyasek R. Aerobic adaptation of Paracoccus denitrificans: Sequential formation of denitrification pathway and changes in continuous culture ofPseudomonasstutter[J]. Appl Environ Microbiol, 1989, 55: 1670-1676.

[23] K?rner H, Zumft W G. Expression of denitrification enzymes in response to the dissolved oxygen level and respiratory substrate in continuous culture ofPseudomonasstutzeri[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1989, 55(7): 1670-1676.

[24] 付昆明, 曹相生, 孟雪征, 等. 污水反硝化過程中亞硝酸鹽的積累規(guī)律[J]. 環(huán)境科學(xué), 2011, 32(6): 1660-1664.

Fu M, Cao X, Meng X, et al. Characteristics of nitrite accumulation during wastewater denitrification[J]. Environmental Science, 2011, 32(6): 1660-1664.

[25] Simon J. Enzymology and bioenergetics of respiratory nitrite ammonification[J]. FEMS Microbiology Reviews, 2002, 26(3): 285-309.

[26] Bonin P, Omnes P, Chalamet A. Simultaneous occurrence of denitrification and nitrate ammonification in sediments of the French Mediterranean Coast[J]. Hydrobiologia, 1998, 389(1-3): 169-182.

[27] Kelso B, Smith R V, Laughlin R J, et al. Dissimilatory nitrate reduction in anaerobic sediments leading to river nitrite accumulation[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1997, 63(12): 4679-4685.

[28] Yin S X, Chen D, Chen L M, et al. Dissimilatory nitrate reduction to ammonium and responsible microorganisms in two Chinese and Australian paddy soils[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2002, 34(8): 1131-1137.

[29] Fazzolari é, Nicolardot B, Germon J C. Simultaneous effects of increasing levels of glucose and oxygen partial pressures on denitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonium in repacked soil cores[J]. European Journal of Soil Biology, 1998, 34(1): 47-52.

[30] Polcyn W, Luciński R. Aerobic and anaerobic nitrate and nitrite reduction in free-living cells ofBradyrhizobiumsp. (Lupinus)[J]. FEMS Microbiology Letters, 2003, 226(2): 331-337.

[31] 殷士學(xué). 淹水土壤中硝態(tài)氮異化還原成銨過程的研究 [D]. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學(xué), 2000.

Yin S. Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium in Submerged Soils[D]. Nanjing: Nanjing Agricultural University, 2000.

[32] 陳麗敏. 淹水土壤中反硝化菌和硝酸還原菌數(shù)量、生理類群及其還原特點的研究 [D]. 江蘇: 揚州大學(xué), 2001.

Chen L. Study on the Pulation, Physiological Groups and Reduction Characteristics of Denitrification Bacteria and Nitrate Reducing Bacteria in Submerged Soil[D]. Jiangsu: Yangzhou University, 2001.

[33] 楊杉, 吳勝軍, 蔡延江, 等. 硝態(tài)氮異化還原機制及其主導(dǎo)因素研究進展[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2016, 36(5): 1224-1232.

Yang S, Wu S, Cai Y, et al. The synergetic and competitive mechanism and the dominant factors of dissimilatory nitrate reduction processes: A review[J]. Acta Ecologica Sinica, 2016, 36(5): 1224-1232.

[34] 韋宗敏, 黃少斌, 蔣然. 碳源對微生物硝酸鹽異化還原成銨過程的影響[J]. 工業(yè)安全與環(huán)保, 2013, 38(9): 4-7.

Wei Z M, Huang S B, Jiang R. Effect of carbon on dissimilatory nitrate reduction to ammonium process[J]. Industrial Safety and Environmental Protection, 2013, 38(9): 4-7.

[35] Dalsgaard T, Bak F. Nitrate reduction in a sulfate-reducing bacterium,Desulfovibriodesulfuricans, isolated from rice paddy soil: Sulfide inhibition, kinetics, and regulation[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1994, 60(1): 291-297.