河流沉积物中反硝化细菌的分离及脱氮除磷研究

合集下载

《两株异养硝化—好氧反硝化菌的分离鉴定和脱氮性能研究》

《两株异养硝化—好氧反硝化菌的分离鉴定和脱氮性能研究》篇一两株异养硝化—好氧反硝化菌的分离鉴定及脱氮性能研究一、引言随着工业和城市化进程的加速，水体氮污染问题日益严重，如何高效、稳定地去除水中的氮成为当前环境领域研究的热点。

异养硝化—好氧反硝化菌因其能同时进行硝化和反硝化过程，被认为是一种具有重要潜力的生物脱氮技术。

本文旨在分离鉴定两株具有异养硝化—好氧反硝化特性的细菌，并对其脱氮性能进行研究，以期为实际应用提供理论依据。

二、材料与方法1. 样品来源本研究所用样品来自某城市污水处理厂的活性污泥。

2. 分离与纯化采用梯度稀释法将活性污泥中的细菌进行分离，并通过划线法进行纯化。

3. 鉴定方法通过形态观察、生理生化试验及16S rRNA基因序列分析对分离出的细菌进行鉴定。

4. 脱氮性能测试在实验室条件下，测定细菌的硝化、反硝化性能，以及氮去除效率。

三、结果与分析1. 细菌的分离与鉴定经过分离与纯化，成功获得两株具有异养硝化—好氧反硝化特性的细菌，分别命名为 strain A 和 strain B。

通过形态观察，两株细菌均为革兰氏阴性菌，呈杆状或球状。

生理生化试验及16S rRNA基因序列分析表明，strain A属于假单胞菌属（Pseudomonas），而 strain B 属于肠杆菌属（Enterobacter）。

2. 脱氮性能测试在实验室条件下，对两株细菌的硝化、反硝化性能进行测试。

结果表明，两株细菌均具有较高的硝化速率和反硝化速率，且strain A 的脱氮效率略高于strain B。

在适宜的条件下，两株细菌对氨氮的去除率可达90%。

利用好氧和厌氧组合来进行生物脱氮和除磷的原理

利用好氧和厌氧组合来进行生物脱氮和除磷的原理生物脱氮和除磷是现代污水处理过程中常用的处理方法，利用好氧和厌氧组合来进行生物脱氮和除磷可以有效去除废水中的氮和磷，使得废水达到排放标准。

生物脱氮的原理是通过好氧和厌氧综合作用，将废水中的氨氮和硝态氮转化为氮气释放到大气中，从而达到去除氮的目的。

该过程分为两个阶段：厌氧阶段和好氧阶段。

在厌氧阶段，通过加入硝化抑制剂来抑制硝化菌的生长，同时利用厌氧条件下的反硝化菌将废水中的硝态氮还原成氮气。

反硝化菌利用废水中的有机物作为电子供体，将硝态氮还原成氮气，并释放到大气中。

在好氧阶段，通过加入缺氧条件下的硝化菌来将废水中的氨氮氧化为硝态氮。

硝化菌利用废水中的氨氮作为电子供体，同时吸收氧气，将氨氮氧化成亚硝态氮，再经过氧化反应转化为硝态氮。

硝化过程产生的亚硝酸会进一步被反硝化菌氧化为N2，释放到大气中。

除磷的原理是通过好氧条件下的磷菌将废水中的磷转化为细菌形成的磷酸盐，从而实现磷的去除。

除磷过程可分为生物吸附和矿化两个阶段。

在生物吸附阶段，废水中的有机物作为磷菌的营养源，磷菌在好氧条件下吸附废水中的磷成为细菌形成的有机磷，从而将磷去除。

在矿化阶段，废水中的磷经过好氧条件下的生物氧化反应，被磷菌转化为无机磷酸盐，并与废水中的钙、铝等金属离子结合形成不溶于水的磷酸钙或磷酸铝沉淀物。

这些沉淀物可以通过沉淀或过滤的方式去除。

好氧和厌氧组合的生物脱氮和除磷方法相辅相成，通过两者的配合可以实现高效去除废水中的氮和磷。

好氧和厌氧条件下的细菌互相依赖，在厌氧阶段，反硝化菌利用废水中的硝态氮作为电子供体进行反硝化作用，产生氮气；在好氧阶段，硝化菌利用废水中的氨氮作为电子供体进行硝化作用，产生硝态氮。

同时，在除磷过程中，磷菌在好氧条件下吸附废水中的磷，然后通过好氧条件下的生物氧化反应转化为无机磷酸盐，形成沉淀物。

通过好氧和厌氧组合的生物脱氮和除磷方法可以实现高效的废水处理，不仅能够去除废水中的氮和磷，还能够减少能源消耗和化学药剂的使用。

探究反硝化聚磷菌在工业污水中脱氮除磷的适宜环境

探究反硝化聚磷菌在工业污水中脱氮除磷的适宜环境一、摘要：本课题拟从污水处理厂的缺氧段的活性污泥中取样，分离得到反硝化聚磷菌，此菌既可脱氮又可除磷。

再筛选出高效的反硝化聚磷菌菌株，进行扩大培养。

再将这些菌株接种到污水中，通过改变条件，探究得到适宜且高效脱氮除磷的条件，从而达到高效处理污水中氮磷元素的目的，防止水体的富营养化。

二、关键词：反硝化聚磷菌脱氮除磷水体富营养化三、实验材料方法1.菌株的筛选（1）样品的采集本实验所用的活性污泥取自污水处理厂的缺氧段。

（2）配制筛选用培养基反硝化菌分离培养基：1g琼脂、2g硝酸钾、0.2g七水硫酸镁、1g磷酸一氢钾、1g磷酸二氢钾、g柠檬酸钠、1000ml 蒸馏水、ph7.2~7.。

聚磷菌分离培养基：3.68g三水醋酸钠、28.73mg二水磷酸一氢钠、7.27mg氯化铵、131.82mg七水硫酸镁、26.74mg 硫酸钾、17.2mg二水二氯化钙、12ghepes缓冲溶剂、1g琼脂、2ml微量元素、1000ml蒸馏水。

微量元素构成：0gedta、g七水硫酸铁、1.6g五水硫酸铜、g四水二氯化锰、1.1g(nh4)6mo7o24.4h2o、0mgh3bo3、10mg碘化钾、0mg六水二氯化钴。

（3）分离与鉴定采用平板分离法分离菌株，对菌落形态进行观察。

再对分离纯化后的菌株进行革兰氏染色，葡萄糖氧化发酵试验，接触酶（过氧化氢酶），氧化酶等一系列生理生化实验，然后进行检索鉴定。

（4）反硝化聚磷试验分析方法将分离出来的反硝化菌和聚磷菌富集培养，并在20摄氏度~40摄氏度设置温度梯度，在限磷培养液（po4>=4mg/l）中厌氧培养24小时，然后在富含磷和硝酸根的培养基中厌氧培养20小时以上，检测培养基中硝酸氮和磷的质量浓度变化。

硝酸根-n采用麝香草酚分光光度法，磷酸根-p采用钼锑钪比色法。

(4-1)麝香草酚分光光度法测定步骤：（ⅰ）绘制硝酸盐氮校准曲线a.在一组7支0ml比色管中，分别加入0、0.0、0.1、0.3、0.、0.7和1.0ml硝酸盐氮标准溶液，加纯水稀释至1.0ml。

反硝化除磷脱氮机理及工艺研究共3篇

反硝化除磷脱氮机理及工艺研究共3篇反硝化除磷脱氮机理及工艺研究1反硝化除磷脱氮机理及工艺研究随着经济的发展和城市化进程的加速，人类活动所产生的污染物越来越多，其中包括大量的氮和磷元素。

氮和磷是污水中的重要营养物质，但过量排放却容易导致水体富营养化和藻类大量繁殖等问题，对水环境和水生态安全造成重大威胁。

因此，对氮和磷的处理成为当前水环境保护的重要任务。

反硝化除磷脱氮技术是现代污水处理技术中的一种重要手段，可以有效地将污水中的氮和磷元素去除。

该技术主要是利用微生物的代谢作用，将有机物质分解为有机酸等，然后通过受限条件下的微生物反硝化和磷酸根去除过程，将氮和磷元素转化为氮气和磷酸盐的形式最终被排放到环境中。

反硝化除磷脱氮技术具有操作简单、能耗低、投资费用低等优点，因此在城市和农村污水处理中得到广泛应用。

在反硝化除磷脱氮技术中，微生物是起着至关重要的作用。

反硝化微生物可以利用有机物代替硝酸盐作为电子受体，进行反硝化呼吸作用，将硝酸盐转化为氮气释放到环境中。

同时，磷酸根去除微生物可以利用污水中的氢氧化物或有机酸等作为电子供体，去除污水中的磷元素。

在反硝化除磷脱氮技术的实现中，还需要考虑一系列因素，如反应温度、流速、溶解氧、污泥停留时间等。

其中，温度是影响反应速度和微生物代谢的主要因素之一。

通常反应宜在25℃左右进行，过低的温度会降低反应速度，而过高的温度则容易导致微生物死亡。

流速和溶解氧也是影响反应的关键因素，流速过高会影响微生物的代谢，而溶解氧含量过高则会影响微生物的反硝化作用。

污泥停留时间也是影响反应的一个关键参数，过短的停留时间会导致反硝化除磷效果不佳，而过长的停留时间则会降低处理效率。

反硝化除磷脱氮技术是一种成熟可靠的污水处理技术，已经广泛应用于城市和农村污水处理。

在未来，随着科技的进步和环境保护意识的增强，相信该技术将会有更广泛的应用综上所述，反硝化除磷脱氮技术是一种环保、高效的污水处理方法，可有效去除污水中的氮、磷等有害物质，具有操作简单、能耗低、投资费用低等优点。

水体中反硝化细菌的分离、筛选与初步鉴定

水体中反硝化细菌的分离、筛选与初步鉴定邵基伦环境工程专业摘要：当今世界环境污染日益加重，尤其是水体污染已严重影响人们的日常生活与身体健康。

水污染是多方面的因素综合作用，而以氨氮的污染最为广泛且严重。

所以控制污水中的氨氮含量是污水处理中的重要内容。

污水脱氮的基本原理是污水中的含氮有机物首先经过微生物的氨化作用转化为氨，硝化细菌的硝化作用，将氨氧化为亚硝酸盐，并继续氧化为硝酸盐。

硝酸盐经过反硝化细菌的反硝化作用转化为氮气等环节成分而释放到大气中，从而实现污水脱氮。

硝化作用是这一过程中的一个中间环节，也是一个重要环节。

硝化作用是指氨经过微生物的作用氧化为亚硝酸和硝酸的过程，由硝化细菌完成。

硝化细菌是一类好样化能自养细菌，包括亚硝化细菌和硝化细菌两个亚群。

硝化细菌能够利用还原态无机氮化合物进行自养生长，硝化细菌的生命活动在污水脱氮中起重要作用。

由于硝化细菌是化能自养菌，其生长速率很慢，因此硝化、亚硝化细菌的生命活动成为污水脱氮的关键步骤之一。

它们能有效降低水体中氨氮及亚硝酸氮的含量，对水产养殖业及环境保护具有重要意义。

硝化细菌是生物硝化脱氨中起主要作用的微生物，直接影响硝化效果和生物脱氨的效率。

因为硝化细菌、亚硝化细菌在污水脱氮中的特殊意义，对这类微生物的研究受到广泛关注。

氨和亚硝酸分别是亚硝化菌和硝化菌的唯一能源。

对于硝化细菌来说生长环境中的温度对其影响较大，pH值和盐度的影响相对较小。

大多数硝化细菌的合适生长温度为10～38 ℃，高于20℃时硝化细菌的活性较高，但超过38℃消化作用将会消失。

当环境气温低于20℃时，氨的转化会受到影响。

一般认为，适宜硝化菌和亚硝化菌生长介质的pH值分别为6.0～8.5和6.0～8.0。

水体DO的高低影响到好氧、厌氧微生物的比例，大多数研究人员认为DO的浓度应当控制在1.0～2.0 mg/L,低于0.5 mg/L时硝化作用明显减弱。

另外,碳氮比、碱度等对硝化及脱氨均有影响。

《2024年耐低温异养硝化-好氧反硝化菌TY1的分离鉴定及脱氮特性研究》范文

《耐低温异养硝化-好氧反硝化菌TY1的分离鉴定及脱氮特性研究》篇一一、引言随着水环境治理和污水处理的日益严格，硝化和反硝化技术因其高效的脱氮效果成为研究的热点。

异养硝化-好氧反硝化菌株，由于能在同一菌体上实现异养硝化和好氧反硝化过程，因此在污水处理中具有广阔的应用前景。

本研究针对一种耐低温异养硝化-好氧反硝化菌TY1的分离、鉴定及脱氮特性进行详细研究，旨在了解其生物学特性和实际应用价值。

二、材料与方法（一）菌种来源及分离本研究所用菌种来自某污水处理厂的活性污泥。

通过选择性富集培养、划线分离等方法，成功分离出耐低温异养硝化-好氧反硝化菌TY1。

（二）菌种鉴定采用形态观察、生理生化试验及分子生物学方法（如16S rRNA基因序列分析）对菌种进行鉴定。

（三）脱氮特性研究在实验室条件下，通过设置不同温度、pH值、碳源等条件，研究菌株TY1的脱氮特性。

三、结果与分析（一）菌种分离与鉴定通过划线分离法，成功从活性污泥中分离出耐低温异养硝化-好氧反硝化菌TY1。

该菌株在显微镜下呈杆状，革兰氏染色呈阴性。

通过生理生化试验和16S rRNA基因序列分析，确定其属于假单胞菌属。

（二）脱氮特性研究1. 温度对脱氮效果的影响：在5℃至35℃的温度范围内，TY1菌株均表现出良好的脱氮效果。

其中，在25℃至30℃时，脱氮效果最佳。

2. pH值对脱氮效果的影响：TY1菌株在pH值为6.5至9.0的范围内均能进行脱氮反应，其中以pH值为7.5时效果最佳。

3. 碳源对脱氮效果的影响：TY1菌株能利用多种碳源进行异养硝化反应，如葡萄糖、乙酸等。

不同碳源对脱氮效果有一定影响，但总体上差异不大。

4. 耐低温特性：TY1菌株在低温条件下仍能保持良好的脱氮效果，表明其具有较强的耐低温特性。

（三）脱氮机理探讨根据相关文献和实验结果，推测TY1菌株的脱氮机理可能包括异养硝化、好氧反硝化等过程。

在异养硝化过程中，细菌利用有机碳源作为能源进行硝化反应；而在好氧反硝化过程中，细菌则利用氧气进行反硝化反应，从而实现脱氮。

城市河流来源脱氮菌Delftia sp.B07的分离及其脱氮活性研究

Ｃ／Ｎ比、温度、初始ｐＨ和溶解氧（ＤＯ）浓度是影响异养硝化－好氧反硝化过程主要因素。已有研
溴百里酚蓝（ＢＴＢ）初筛培养基（ｇ／Ｌ）：ＫＮＯ３１．０ｇ／Ｌ，ＫＨ２ＰＯ４１．０ｇ／Ｌ，用酒精稀释１％的溴百里酚蓝（ＢＴＢ）１ｍＬ，丁二酸钠８．５ｇ／Ｌ，ＭｇＳＯ４· ７Ｈ２Ｏ１．０ｇ／Ｌ，ＣａＣｌ２·６Ｈ２Ｏ０．２ｇ／Ｌ，ＦｅＣｌ２· ６Ｈ２Ｏ０．５ｇ／Ｌ，ｐＨ７．０～７．５。
ＴＣ／ＴＮ（ｗ／ｗ）。１．２菌株的富集、分离与筛选
样品采集后４ ℃保藏。超净台中用移液枪吸取
５９４
第４６卷增刊２０２０年
给水排水
ＷＡＴＥＲ＆ＷＡＳＴＥＷＡＴＥＲＥＮＧＩＮＥＥＲＩＮＧ
Ｖｏｌ．４６增刊２０２０
Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：Ｄｅｌｆｔｉａｓｐ．；Ｈｅｔｅｒｏｔｒｏｐｈｉｃｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ；Ａｅｒｏｂｉｃｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ；Ｒｅｓｐｏｎｓｅｓｕｒｆａｃｅｍｅｔｈｏｄｏｌｏｇｙ（ＲＳＭ）
０前言在几乎所有生态系统中，微生物是推动主要地球元
度及其相互作用是尤为重要的。本研究从城市水体深圳大沙河中富集、筛选、分离得到一株脱氮菌，对
所有培养基使用蒸馏水配置，固体培养基加入１．５％～２％琼脂粉，培养基中的金属盐过滤灭菌，其他成分均在１２１ ℃ 条件下灭菌２０ｍｉｎ后备用。硫酸铵和丁二酸钠的浓度可根据试验需要调整不同
究表明，上述因子对不同种类的异养硝化－好氧反硝化细菌有明显不同的影响。因［１１－１２］此，系统地评估异养硝化－好氧反硝化过程中上述参数的影响强

《两株异养硝化—好氧反硝化菌的分离鉴定和脱氮性能研究》范文

《两株异养硝化—好氧反硝化菌的分离鉴定和脱氮性能研究》篇一两株异养硝化-好氧反硝化菌的分离鉴定及脱氮性能研究一、引言随着现代工业和城市化的快速发展，水体富营养化问题日益严重，其中氮污染已成为全球性的环境问题。

异养硝化-好氧反硝化菌因其独特的脱氮机制，在污水处理领域具有巨大的应用潜力。

本文旨在分离鉴定两株异养硝化-好氧反硝化菌，并对其脱氮性能进行研究，为实际应用提供理论依据。

二、材料与方法1. 实验材料（1）样品来源：本实验的样品来源于某城市污水处理厂的活性污泥。

（2）培养基：采用含有适量碳源、氮源及无机盐的复合培养基。

2. 实验方法（1）菌株分离与纯化：采用梯度稀释法对活性污泥进行梯度稀释，涂布于含有适当碳源和氮源的培养基上，进行分离纯化。

（2）菌株鉴定：通过形态观察、生理生化试验及16S rRNA 基因序列分析等方法对菌株进行鉴定。

（3）脱氮性能研究：在实验室条件下，测定两株菌株的硝化及反硝化性能，包括氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮等指标的去除效果。

三、结果与分析1. 菌株分离与纯化结果经过梯度稀释法和涂布法，成功分离出两株异养硝化-好氧反硝化菌，分别命名为HN1和HN2。

2. 菌株鉴定结果（1）形态观察：HN1和HN2均为革兰氏阴性菌，呈短杆状或球状。

（2）生理生化试验：两株菌株均具有异养硝化及好氧反硝化功能，能在复合培养基上生长，并利用碳源进行异养硝化作用，同时具有好氧反硝化能力。

（3）16S rRNA基因序列分析：通过16S rRNA基因序列分析，确定两株菌株分别属于不同的菌属。

HN1属于假单胞菌属，HN2属于产碱杆菌属。

3. 脱氮性能研究结果（1）硝化性能：两株菌株均具有较高的硝化性能，能够在较短时间内将氨氮转化为硝酸盐氮。

其中，HN1的硝化速率略高于HN2。

（2）反硝化性能：在好氧条件下，两株菌株均具有反硝化性能，能够将硝酸盐氮还原为氮气。

HN1和HN2的反硝化性能相当，均表现出较好的脱氮效果。

脱氮除磷原理及过程

脱氮除磷原理及过程脱氮除磷是指将水中的氮和磷等营养盐去除，以达到净化水体的目的。

其原理和过程如下：脱氮原理：脱氮主要是通过微生物的作用来实现的。

在水体中，氮主要以氨氮、硝态氮和有机氮的形式存在。

在底泥和有机物的分解过程中，产生的氨氮（NH3）被硝化细菌氧化成亚硝酸盐（NO2-），然后再被另一类硝化细菌氧化成硝酸盐（NO3-）。

硝酸盐是稳定的氮化合物，不易向大气中释放。

但通过特定条件下的反硝化作用，脱氮可以发生。

反硝化是一种厌氧细菌作用，将水中的硝酸盐还原成氮气（N2），释放到大气中，从而实现去除氮的目的。

脱磷原理：脱磷主要是通过化学沉淀和吸附等方式来实现的。

在水体中，磷主要以无机磷（溶解态磷）和有机磷（悬浮态磷、溶解态磷）的形式存在。

添加化学物质如铝盐、铁盐等能与磷发生反应生成固体沉淀，从而将磷从水中去除。

此外，还可以使用一些吸附性材料，如活性炭等，将水中的磷物质吸附到材料表面，实现去除磷的目的。

脱氮过程：脱氮过程通常涉及两个主要步骤：硝化和反硝化。

在硝化过程中，氨氮被氧化成亚硝酸盐和硝酸盐，通过微生物的作用完成。

然后，在反硝化过程中，硝酸盐被厌氧细菌还原成氮气，从而从水体中去除氮。

脱磷过程：脱磷过程通常包括化学沉淀和吸附等步骤。

在化学沉淀中，将适当的化学物质添加到水体中，与磷发生反应生成固体沉淀，从而将磷从水中去除。

而在吸附过程中，将具有较强吸附性的材料，如活性炭，放入水体中，吸附水中的磷，实现脱磷的目的。

总的来说，脱氮除磷是通过微生物的作用（硝化和反硝化）和化学物质的处理（化学沉淀和吸附）来实现的。

这些过程能有效去除水体中的氮和磷，从而净化水体。

反硝化微生物在污水脱氮中的研究及应用进展

反硝化微生物在污水脱氮中的研究及应用进展反硝化微生物是一类能够将硝酸盐还原为氮气的微生物。

在污水处理领域，反硝化微生物被广泛应用于脱氮过程中，其研究和应用进展对于提高污水处理效率和降低环境污染具有重要意义。

本文将对反硝化微生物在污水脱氮中的研究进展和应用进行综述。

1.反硝化微生物研究进展1.1 反硝化微生物的分类反硝化微生物广泛存在于土壤、水体和污水处理系统等环境中，根据其代谢途径和特征，可以将其分为蛋白质反硝化微生物、碳源反硝化微生物和全能反硝化微生物等不同类型。

每种类型的反硝化微生物具有不同的生态特征和代谢机制。

1.2 反硝化微生物的代谢途径反硝化微生物通过一系列的酶催化反应，将硝酸盐还原为氮气。

其中，关键的酶催化反应包括亚硝酸还原酶、次亚硝酸还原酶和亚硝酸盐还原酶。

这些酶催化反应在细胞内和细胞外的环境中都起着重要的作用，对于维持碳氮平衡和氮循环具有重要的意义。

1.3 反硝化微生物的生理特性反硝化微生物具有较高的酶活性和适应性，能够在不同环境条件下快速适应和响应。

同时，反硝化微生物对温度、pH值、氧气浓度和营养条件等因素具有一定的敏感性，因此在实际应用中需要控制好这些条件来提高反硝化效率。

2.反硝化微生物在污水脱氮中的应用进展2.1 反硝化微生物在传统污水处理系统中的应用传统的污水处理系统往往采用硝化和反硝化结合的方式来实现污水的脱氮。

反硝化微生物作为脱氮的关键微生物，在这种系统中起着重要的作用。

研究表明，通过优化系统中的氧气浓度、温度和碳氮比等参数，可以提高反硝化微生物的活性和脱氮效率。

2.2 反硝化微生物在新型污水处理技术中的应用除了传统的污水处理系统外，新型的污水处理技术也广泛应用了反硝化微生物。

例如，厌氧氨氧化和反硝化颗粒污泥等新技术能够更高效地去除氮污染物。

这些新技术的应用不仅在提高脱氮效率方面具有优势，同时对降低能耗、节约空间和减少化学药剂的使用也具有重要意义。

2.3 反硝化微生物在水体修复中的应用除了在污水处理中的应用，反硝化微生物在水体修复方面也有重要作用。

反硝化聚磷菌的脱氮除磷机制及其在废水处理中的应用

反硝化聚磷菌的脱氮除磷机制及其在废水处理中的应用废水中含有大量的氮和磷，过量排放会造成水体富营养化，破坏水生态环境。

因此，对废水中的氮、磷进行高效去除具有重要意义。

传统的废水处理工艺依靠硝化-反硝化和化学絮凝等手段难以同时去除氮和磷，存在工艺复杂、投资高、运行成本高等问题。

近年来，探究人员发现一类特殊的微生物（反硝化聚磷菌），它们能够同时实现氮和磷的去除，成为了高效废水处理的潜在探究方向，引起了广泛关注。

本文将重点阐述反硝化聚磷菌的脱氮除磷机制以及其在废水处理中的应用。

2. 反硝化聚磷菌的脱氮除磷机制2.1. 氮的去除机制反硝化聚磷菌能够利用废水中的硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体，将废水中的氮氧化成气体（如氮氧化物等）释放到空气中，从而实现氮的去除。

这一过程主要通过反硝化酶系统来完成，其中关键的酶活性受到多种环境因素的调控，如温度、pH值、催化物等。

2.2. 磷的去除机制反硝化聚磷菌具有奇特的聚磷能力，能够将废水中的磷以多磷酸盐的形式富集在细胞内或胞外纳米颗粒上，从而实现磷的去除。

这一过程主要通过聚磷体来完成，聚磷体是反硝化聚磷菌体内的一种多磷酸盐聚合物，它能够在缺乏营养元素时释放磷酸盐，是维持菌体内磷酸盐浓度稳定的关键。

3. 反硝化聚磷菌在废水处理中的应用3.1. 废水脱氮除磷的新途径传统的废水处理工艺依靠硝化-反硝化和化学絮凝等手段难以同时去除氮和磷，而反硝化聚磷菌能够同时实现废水中氮和磷的去除，为废水脱氮除磷提供了新的途径。

探究表明，利用反硝化聚磷菌进行废水处理，能够显著降低氮、磷的浓度，满足国家排放标准要求。

3.2. 能源回收与资源化利用反硝化聚磷菌在废水处理过程中产生的气体（如氮气）可以作为能源回收利用，缩减能耗。

同时，废水中去除的磷也可以进行资源化利用，如制备肥料等。

这一特性使得废水处理过程更加环保、可持续。

3.3. 应用前景与挑战反硝化聚磷菌作为一种新兴的废水处理技术，具有宽广的应用前景。

反硝化脱氮菌在污水总氮去除中的应用

反硝化脱氮菌在污水总氮去除中的应用
工业化生产过程中，会产生大量含氮、磷污染物的废水，这种废水如果不经过处理就排入自然水体，会造成水体的严重富营养化，对自然环境和人类的生存环境都有威胁。

当下水体中的氮污染较为严重，如何去除总氮仍是现在重要的问题，总氮主要以硝态氮和亚硝态氮为主，而生物脱氮法是去除水体中氮污染的有效方法之一。

硝酸盐具有很高的水溶性,是水中主要的氮污染物之一，硝态氮污染是当前研究的热点。

目前,河流和污水厂面临的主要问题之一是总氮不达标，造成这种结果的原因之一是硝态氮不能有效的去除。

由于水体的流动导致水体中溶解氧较高，传统的反硝化是在厌氧条件下完成的，较高的溶解氧会抑制硝态氮的去除效率从而使水体的总氮超标，反硝化脱氮菌能够让反硝化反应高效进行，简化了污水处理工艺，节约了工艺建设和运行的成本。

生物脱氮法是利用微生物进行反硝化作用，从而实现废水中硝态氮和亚硝态氮等污染物的去除。

目前很多企业采用这种方法处理时存在反硝化速率低，去除效果差，处理成本高等问题。

为解决这一问题，通常会通过降低处理负荷、增加污水处理时间、提升污泥沉降性等方法来提高反硝化处理效果，但这些方法虽有改善但效果很不稳定，反而会增加污水处理费用。

针对这个问题，推荐使用反硝化脱氮菌，反硝化脱氮菌具有适应性强、处理时间短、总氮去除率和COD去除率高的特性，应用于含硝酸盐氮的污水处理中，能够显著提高污水中硝酸盐氮的降解率，大大节约成本。

反硝化脱氮菌投放至污水中，可实现迅速驯化，能够在短时间内快速形成优势菌群，对于去除污水中的总氮有显著的促进作用，并且不会产生亚硝酸盐氮的积累现象，对于数量大，总氮持续超标且运行成本高的项目现场具有重要的意义。

河流反硝化过程及其在河流氮循环与氮去除中的作用

摘要：全球每年通过人类活动新增的“活性”氮导致全球氮循环严重失衡，并引起水体的富营养化、水体酸化、温室气体排放等一系列环境问题。

河流作为重要的氮汇，其氮循环对整个生态系统氮收支的影响、水体氮污染的改善和减少温室气体的排放与控制气候变化均具有重要意义。

为了有助于理解反硝化过程中控制反硝化产物组成的影响因子，以利于增加反硝化最终产物氮气的释放，减少温室气体氧化亚氮的释放，从而加强对河流氮输送和氧化亚氮排放的管理，就河流反硝化的如下关键问题进行了综述：第一，河流反硝化作用的发生地点、时间以及其主要影响因素；第二，河流反硝化对河流氮负荷变化的响应机制；第三，河流系统的水文和地形地貌的变化对反硝化的影响，换言之，河流反硝化与河流水力学滞留时间及河流氮负荷的关系；第四，从生态系统尺度上讲，与陆地、海洋等生态系统相比，河流系统单位面积的反硝化率的时空变化特征，以及河流系统总的反硝化通量所占比例；第五，河流反硝化研究的主要方法。

关键词：氮；反硝化；氮气；氧化亚氮；氮同位素；氮/氩比；河流中图分类号：X131.2文献标志码：A 文章编号：1672-2043（2014）04-0623-11doi:10.11654/jaes.2014.04.002河流反硝化过程及其在河流氮循环与氮去除中的作用马培1，3，李新艳2，王华新3，王佳宁3，晏维金3*（1.河南工程学院，郑州451191；2.中国科学院南京地理与湖泊研究所，湖泊与环境国家重点实验室,南京210008；3.中国科学院地理科学与资源研究所，北京100101）Denitrification and Its Role in Cycling and Removal of Nitrogen in RiverMA Pei 1,3,LI Xin-yan 2,WANG Hua-xin 3,WANG Jia-ning 3,YAN Wei-jin 3*（1.Henan Institute of Engineering,Zhengzhou 451191,China;2.Nanjing Institute of Geography and Limnology,State Key Laboratory for Lake Science and Environments,Chinese Academy of Sciences,Nanjing 210008,China;3.Institute of Geographical Science and Natural ResourcesResearch,Chinese Academy of Sciences,Beijing 100101,China ）Abstract ：Anthropogenic inputs of “new ”active nitrogen （N ）into the environment have caused water eutrophication,acidification as wellas greenhouse gas emission.In this paper,the following issues were reviewed ：when and where did the river denitrification occur?How dids denitrification respond to N concentration and load?What were relationships between river denitrification and water residence time and N load?How did river hydrology and geomorphology influence N losses from the denitrification?What were the characteristics of river denitri -fication rates at ecosystem scale?In addition,methods for measuring river denitrification were discussed.Keywords ：nitrogen;denitrification;nitrogen gas;nitrous oxide;15N isotope;N 2/Ar ratio;river收稿日期：2013-09-13基金项目：国家自然科学基金（21177126，41371454）；中国科学院地理科学与资源研究所前沿探索项目（2012QY001）；中科院南京地理与湖泊研究所青年启动项目（NIGLAS2011QD04）作者简介：马培（1983—），女，河南开封人，博士，研究方向为水污染控制，水体富营养化研究。

长江中下游湖泊沉积物的关键脱氮过程及其影响因素研究

长江中下游湖泊沉积物的关键脱氮过程及其影响因素研究沉积物硝化-反硝化作用的最终产物是氮气和一氧化二氮,能将氮素永久地移出,是水域生态系统的关键脱氮途径。

长江中下游是我国湖泊分布最为广泛的区域之一,且湖泊富营养化比例高达85.9%,研究其湖泊沉积物关键脱氮过程及其影响因子,对富营养化治理具有非常重要的意义。

影响沉积物脱氮途径的因素可分为两类:一是非生物因素,包括可用的温度、氮源、碳源以及环境的溶氧量等;二是生物因素,包括沉水植物和微生物群落等。

这两类因素对脱氮途径的调控可以分为两种情形:一是近端控制,即环境因子直接且实时影响微生物氮循环的相关酶活性;二是远端控制,即环境因子通过影响氮循环相关微生物的群落结构来影响相关酶活性,这个过程作用时间较近端控制长。

尺度效应在生态学研究中尤其重要,而流域土地利用对湖泊生态系统的影响越来越受到关注。

本文以长江中下游湖泊为研究对象,运用流域尺度野外调查、单个典型湖泊案例研究以及室内受控试验相结合的研究方法,对沉积物脱氮途径进行了研究,主要结果如下:1.选取长江中下游22个湖泊为研究对象,调查了沉积物反硝化能力及其功能基因丰度、水质、沉积物理化性质、沉水植被,并据此分析了沉积物反硝化作用的影响因素。

结果表明,湖泊的非生物和生物因素均表现出明显的异质性,沉积物的反硝化作用相应的呈现出显著空间变化。

方差分解的结果显示,水质是影响沉积物反硝化作用的主要因素。

路径分析的结果揭示,水质对沉积物反硝化作用同时有直接或间接影响,其直接影响强于间接影响。

生物因子(相关微生物和沉水植物群落结构)并不能解释湖泊沉积物的反硝化能力。

因此,长江中下游湖泊中,非生物环境因子是沉积物脱氮途径的主要影响因素。

2.长江中下游10个代表性湖泊中,超富营养湖泊沉积物的硝化作用略高于富营养和中富营养湖泊。

硝化作用速率与水质、沉积物理化性质显著相关。

路径分析结果表明流域土地利用对沉积物硝化作用有间接影响,沉积物总氮含量可以解释其间接影响的55-60%。

污水反硝化脱氮除磷的微生物学研究进展

污水反硝化脱氮除磷的微生物学研究进展摘要：目前，高效低耗去除水中氮磷污染物是国内外广泛关注的环境问题，污水反硝化脱氮除磷技术则是当前的研究热点。

本论文针对反硝化脱氮除磷技术的核心——反硝化除磷菌的微生物学性能进行了研究，以深入理解反硝化除磷现象，也由此才能充分利用其优越性来提高和优化生物脱氮除磷效率和工艺。

关键词：污水处理；反硝化脱氮除磷；微生物学；反硝化除磷菌Abstract: at present, high efficiency and low energy consumption of nitrogen and phosphorus removal water pollutants at home and abroad is extensive attention of the environmental problems, sewage denitrifying phosphorus denitrification and technology that is the current research hot spot. This thesis denitrifying phosphorus removal technology denitrification core-denitrifying dephosphatation bacterium microbiology properties have been studied, in order to deeply understand the denitrifying dephosphatation phenomenon, also from this can make full use of its advantages to improve and optimize biological denitrification and phosphorus efficiency and process.Keywords: sewage treatment; Denitrification denitrification and p; Microbiology; Denitrifying phosphorus removal bacteria到目前为止，国内外学者普遍关注反硝化除磷工艺的试验及影响因素，但对反硝化除磷脱氮微生物及其种属的研究较少，尚处于起步阶段，而针对反硝化除磷菌种在生理生态方面的特性研究则更少。

太湖沉积物中氮、磷循环细菌的微生态研究的开题报告

太湖沉积物中氮、磷循环细菌的微生态研究的开题
报告
一、选题背景
太湖作为中国第三大淡水湖，是长江经济带上最大的淡水鱼产地之一。

然而，近年来由于城市化、工业化等人为因素的影响，太湖水体受
到了严重的污染，水质指标普遍下降，出现了赤潮、水华等现象，严重
威胁着太湖生态环境的持续稳定。

其中，氮、磷等营养物质被认为是太
湖富营养化的主要原因。

而氮、磷的迁移和转化过程中，微生物在其中
扮演了重要的角色。

因此，对太湖沉积物中氮、磷循环细菌的微生态特征开展研究，对
于深入了解太湖富营养化机制，为制定针对性的治理措施提供科学依据。

二、研究内容
1. 研究对象：太湖沉积物中氮、磷循环细菌。

2. 研究内容：
（1）分离和鉴定太湖沉积物中的氨氧化菌、硝化菌、反硝化菌、氮固氮解菌、磷酸酯水解菌等氮、磷循环细菌，了解它们在太湖氮、磷循
环过程中的作用和分布情况。

（2）研究太湖沉积物中氮、磷循环细菌的微生态特征，比较不同水深、不同季节、不同富营养化程度下氮、磷循环细菌群落的差异，评估
它们对太湖氮、磷循环过程的影响。

（3）通过分析太湖沉积物中氮、磷循环细菌的生态学和遗传学特征，提出科学可行的太湖富营养化治理策略，为太湖水生态的持续稳定提供
科学依据。

三、预期目标
1. 系统分离和鉴定太湖沉积物中氮、磷循环细菌，建立太湖氮、磷循环微生物数据库。

2. 研究太湖沉积物中氮、磷循环细菌的微生态特征，了解它们在太湖氮、磷循环过程中的作用和分布情况。

3. 分析太湖沉积物中氮、磷循环细菌的生态学和遗传学特征，提出科学可行的太湖富营养化治理策略。

反硝化细菌的分离筛选及应用研究的开题报告

反硝化细菌的分离筛选及应用研究的开题报告
一、选题背景
随着全球经济的发展和人口的增加，农业生产和化工生产等活动使得土壤中的氮肥过多，导致大量硝酸盐的形成，并扰乱了氮循环和水循环，造成土壤质量的恶化和水体污染问题。

反硝化作为一种生物降解氮的过程，具有很高的潜力解决这些问题。

因此，对反硝化细菌的研究具有重要的意义。

二、选题意义
反硝化细菌是一种在土壤和水体中能够将硝酸盐还原为氮气的微生物。

研究反硝化细菌的分离筛选及应用，能够探索一种新的治理水体和土壤较为高效的方法，解决水土污染问题，也能标本兼治地解决氮肥过剩的问题，更具实用性和经济效益。

三、选题内容和研究方法
1. 选题内容
本文旨在分离筛选出一些可以高效降解硝酸盐的反硝化细菌，并探讨其应用。

2. 研究方法
（1）预处理样品：将采集的土壤或水样品通过筛网筛选，然后进行消毒处理。

（2）分离筛选反硝化细菌：将经过预处理的样品平铺于有机培养基上，在适宜的温度下进行接种，经过一定的时间后进行菌落的分离和鉴定。

（3）应用研究：选取分离筛选出来的反硝化细菌进行不同营养物质模拟实验和对不同环境条件的适应性研究，探索其在水体和土壤中的应用。

四、研究预期成果和意义
预期成果：通过分离筛选和应用研究，将成功地分离出一些反硝化细菌，并研究探索其在水体和土壤中的应用。

研究意义：本研究可以为解决水土污染、降低氮肥过肥等环境问题提供一种新的解决方法，具有显著的社会经济效益，对于环境保护和可持续发展也具有重要的推动作用。

贫营养好氧反硝化菌的分离鉴定及其脱氮特性

贫营养好氧反硝化菌的分离鉴定及其脱氮特性周石磊;黄廷林;白士远;何秀秀【摘要】为了分离贫营养好氧反硝化菌,研究其系统发育地位和脱氮特性,以期为微污染水库水体生物修复提供依据.从水库底层沉积物中,采用改良的富集驯化方法分离好氧反硝化菌,通过N-J法进行系统发育分析以及选择培养基研究其脱氮特性.初筛分离出196株好氧反硝化菌,其中14株为高效菌株(ZHF2、ZHF3、ZHF5、ZHF6、ZHF8、ZMF2、ZMF5、ZMF6、N299、G107、81Y、SF9、SF18和SXF14).经形态学,生理生化,和16S rRNA基因序列分析,ZHF3、ZHF5、ZHF6、ZMF2、G107、81Y、SF18和SXF14为不动杆菌(Acinetobacter sp.),ZHF2和ZHF8为新鞘脂菌属(Novosphingobium sp.),ZMF5为水杆菌属(Aquabacterium sp.),ZMF6为鞘脂单胞菌属(Sphingomonas sp.),N299为动胶杆菌属(Zoogloea sp.),SF9为代尔夫特菌属(Delftia sp.).其中菌株G107和81Y的反硝化效果最好,72h的硝氮去除率达到98.88%和99.44%.并以G107和81Y为代表进行一系列的脱氮实验,结果显示出良好的短程反硝化、硝化和源水脱氮能力.贫营养好氧反硝化菌的分离,补充和丰富了好氧反硝化菌的种类,其高效的脱氮特性为低氮微污染水体的生物修复提供了技术支撑.%In order to isolate the aerobic denitrifiers from oligotrophic reservoir system, and study the taxonomic status and nitrogen removal characteristics for providing evidence to remediate the micro-polluted source water. The oligotrophic aerobic denitrifiers were obtained, through enrichment, domestication, and screening processes, and taxonomic statuses were determined by 16S rRNA, and the nitrogen removal characteristics was detected in the pure culture and source water experiment. As a result, 196 strains were isolated, and 14 strains (ZHF2,ZHF3, ZHF5, ZHF6, ZHF8, ZMF2, ZMF5, ZMF6, N299, G107, 81Y, SF9, SF18, and SXF14) demonstrated the perfect nitrogen removal performances. Based on morphological, physiological, and phylogenetic analysis, ZHF3, ZHF5, ZHF6, ZMF2, G107, 81Y, SF18, and SXF14 were identified asAcinetobacter sp.; ZHF2, and ZHF8 were identified asNovosphingobium sp.; ZMF5 was identified asAquabacterium sp.; ZMF6 was identified asSphingomonas sp.; N299 was identified asZoogloea sp.; SF9 was identified asDelftia sp.. The nitrate removal rates of G107 and 81Y reached 98.88 % and 99.44%, in 72h. Meanwhile, the oligotrophic aerobic denitrification bacteria G107 and 81Y demonstrated the obvious nitrogen removal performances in nitrite medium, ammonia mediumand source water medium. From all the results, the isolations of oligotrophic aerobic denitrifiers enriched the species of aerobic denitrification bacteria, and the perfect nitrogen removal performances provided a significant parameter to remediate the micro-polluted reservoir water system.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2016(000)001【总页数】11页(P238-248)【关键词】贫营养;好氧反硝化;分离鉴定;系统发育;脱氮特性【作者】周石磊;黄廷林;白士远;何秀秀【作者单位】西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西北水资源与环境生态教育部重点实验室，陕西西安 710055;西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西北水资源与环境生态教育部重点实验室，陕西西安 710055;西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西北水资源与环境生态教育部重点实验室，陕西西安 710055;西安建筑科技大学环境与市政工程学院，西北水资源与环境生态教育部重点实验室，陕西西安 710055【正文语种】中文【中图分类】X172∗责任作者, 教授,**********************.cn随着城镇化和工业化的快速发展,大量氮素涌入环境,使水体氮素严重超标,特别是饮用水及地表水的硝酸盐浓度严重超标.虽然高等植物对水体的硝氮具有良好的去除效果,但是由于生长周期长、培植成本高、腐败的植物还可能导致水体的二次污染以及水深的影响,使其现实的实际应用受到限制[1-2].基于菌粉或菌剂的微生物技术修复富营养化水体成为研究热点.单纯的硝化作用不能从根本上解决水体总氮超标的问题,而反硝化过程是根本上去除水体硝氮的重要途径[3].但是传统理论认为,反硝化是一个严格的厌氧过程,在反硝化过程中氧气会抑制反硝化酶的活性.同时,在异养反硝化过程中氧气会成为优先利用的电子受体,因此阻止了硝氮和亚硝氮作为最终电子受体进行反硝化脱氮.Robertson等[4]首次从废水脱硫和反硝化系统中分离出的一株好氧反硝化菌Thiosphaera pantotropha.好氧反硝化菌是利用好氧反硝化酶的作用,在有氧条件下进行反硝化作用的一类反硝化菌.好氧反硝化菌具有独特的优势:(1)硝化过程和反硝化过程能在统一体系中进行[5];(2)反硝化过程产生的碱能中和硝化过程的酸,维持体系pH值的稳定[6];(3)基质和异养硝化产物的多样性实现了好氧反硝化菌与其他菌种的混合培养,扩大了其应用范围[7-9].因好氧反硝化菌的独特优势,所以好氧反硝化成为脱氮的一种新的途径,使其成为近年来研究生物脱氮的热点.目前已分离的好氧反硝化菌属主要有不动杆菌(Acinetobacter)[10-12]、假单胞菌属(Pseudomonas)[8,13-15]、产碱杆菌属(Alcaligenes)[5,16];芽孢杆菌属(Bacillus)[17-20]、丛毛单胞菌属(Comamonas)[21-23]、副球菌属(Paracoccus)[24-25]、施氏假单胞菌(P.stutzeri)、微枝杆菌属(Microvirgula)[26-27]等.但是已分离的好氧反硝化菌多应用于污废水处理、水产养殖和有机物降解等[28].比如,Bouchez等[27]将Microvirgula aerodenitrificans包埋于藻朊酸盐中,投加于传统硝化反应器中,用于市政废水处理,HN-AD脱氮率达26.8%;Joo等[5]使用Alcaligenes faecalis 处理猪场废水,总氮去除率高于65%;于爱茸等[29]分离的芽孢杆菌W2具有独特的好氧反硝化作用,0.067hm2鱼塘投入1Kg的该菌就能完全解决除氮问题;Seung等[16]分离的Alcaligenes sp.P5能在好氧条件下同时有效的去除苯酚和硝酸盐.针对微污染水体的贫营养好氧反硝化菌的分离鉴定及其脱氮特性的研究很少[30-32].1979年Kuznetsov等[33]提出寡营养细菌的概念,并定义第一次培养时能在含碳1～15mg/L培养基中生长的细菌称为寡营养细菌,能同时在贫营养和富营养基中生长的称为兼性寡营养细菌.Wain Wright等[34]和Button等[35]研究表明,贫营养细菌对营养物质碳的亲和力较大,在低营养环境中,具有较大的营养竞争优势.由于周村水库十几年的网箱养殖的历史,内外源污染造成水库水体总氮、总磷不同程度的超标地表水3类水质标准.结合本课题组之前关于贫营养好氧反硝化菌的研究[30-32,36],本文通过从微污染水体水库底层沉积物中富集、驯化、分离出一系列贫营养好氧反硝化菌,并针对这些贫营养好氧反硝化菌的系统发育和脱氮特性进行分析,为低氮微污染水体的高度净化和生物修复提供理论依据.1.1 采集点从山东某水库(1#,34°56′38.85″N,117°40′27.42″E;2#,34°57′9.84″N,117°39′34.17″E;3#,34°57′21.50″N, 117°39′48.67″E; 4#,34°57′3.03″N, 117°40′4.78″E;5#,34°57′19.59″N,117°40′51.69″E;6#,34°56′35.16″N,117°41′04.09″E;7#,34°56′31.41″N,117°41′95.57″E.),采用彼得森采泥器[30]采集表层0 ～ 10cm沉积物,每个点设置3个重复,然后装于灭菌取样瓶子,放置在装有冰袋的泡沫箱内,24h运回实验室,待用.1.2 培养基富集培养基[30](g/L): CH3COONa 0.5; NaNO30.1; K2HPO4⋅3H2O 0.1;CaCl20.05; MgCl2⋅6H2O 0.05;蒸馏水1000mL;pH 7.0 ～7.5;C/N=8.9/1;TOC=150mg/L;121℃、灭菌30min.反硝化培养基[30-31](g/L): CH3COONa 0.1; NaNO30.02;K2HPO4⋅3H2O 0.02; CaCl20.01; MgCl2⋅6H2O 0.01;蒸馏水1000mL;pH 7.0 ～ 7.5;C/N=8.9/1;TOC=29.26mg/L;121℃、灭菌30min.微量元素(g/L, 2mL/L): EDTA 0.5;ZnSO40.1; MnCl2⋅4H2O 0.05; FeSO4⋅7H2O 0.1; CuSO4⋅5H2O 0.1; CoCl2⋅6H2O 0.05.短程反硝化培养基(g/L): CH3COONa 0.1; NaNO20.018;K2HPO4⋅3H2O 0.02; CaCl20.01; MgCl2⋅6H2O 0.01;蒸馏水1000mL; pH 7.0 ～7.5;C/N=8.0/1;TOC=29.26mg/L;121℃、灭菌30min.硝化培养基[30](g/L): CH3COONa 0.5; NH4Cl 0.1;K2HPO4⋅3H2O 0.1;CaCl20.05; MgCl2⋅6H2O 0.05;蒸馏水1000mL; pH 7.0 ～7.5; 121℃、灭菌30min.分离培养基[30](g/L): CH3COONa 0.1; NaNO30.02;K2HPO4⋅3H2O 0.02; CaCl20.01; MgCl2⋅6H2O 0.01;蒸馏水1000mL;琼脂,20g;pH 7.0～7.5;C/N=8.9/1;TOC=29.26mg/L;121℃、灭菌30min.1.3 好氧反硝化菌的富集、驯化、筛选和分离取一定水库底泥(约100mL)置于装有700mL培养基的1L玻璃烧杯,设置3个平行系统.通过空气泵间歇曝气,控制溶解氧在4～6mg/L下培养.注入100%灭菌富集培养基,进行培养;3d后更换培养基为90 %的灭菌富集培养基培养;3d后更换培养基为80%的灭菌富集培养基培养;3d后更换为70%的灭菌富集培养基培养;3d后更换60%的灭菌富集培养基培养;3d后更换50 %的灭菌富集培养基培养;按照相应的比例驯化培养,直至达到10%灭菌富集培养基培养.整个驯化富集阶段约为30d[31],驯化结束后通过吸取培养液1mL放入9mL的灭菌水来进行梯度稀释,稀释梯度为10-1、10-2、10-3、10-4、10-5、10-6、10-7.吸取0.2mL各个稀释梯度的稀释液,通过涂布棒在分离培养基平板上进行涂布,设置3个平行.放置在30℃恒温培养箱来培养.直至长出单菌落,通过在分离培养基平板上划线来进行纯化分离.1.4 好氧反硝化菌株的形态及生理生化观察观察菌株的菌落特征、个体形态以及革兰氏染色结果.电镜观察:用2.5%戊二醛及饿酸固定液浸泡固定,用缓冲液充分漂洗.然后经过梯度浓度的乙醇脱水,临界点干燥和离子溅射镀金,在高真空条件下观察拍照[37].然后根据《伯杰细菌鉴定手册》[38]确定菌株的基本形态.生理生化鉴定依据《常见细菌系统鉴定手册》[39]进行.1.5 16S rRNA基因的PCR扩增和序列测定(1)模板DNA的提取:采用上海美吉生物医药科技有限公司的细菌基因组DNA提取试剂盒(离心柱型)对分离的好氧反硝化菌进行DNA提取.(2)16S rRNA基因的PCR扩增:以基因组DNA为模板,采用通用引物[30]进行扩增: 27F: 5’-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3’,1492R:5’-GGTTACCTTGTTACGACTT-3’.(3)PCR反应体系:10×Ex Taq buffer,2.0µL; 2.5mM dNTP Mix,1.6µL;5p Primer 1,0.8µL;5p Primer 2,0.8µL;Template 0.5µL;5u Ex Taq,0.2µL; ddH2O,14.1µL;共20µL.(4)PCR扩增的反应条件:95℃预变性5min; 95℃变性30s,55℃复性30s,72℃延伸90s, 24个循环;72℃,10min.(5)经PCR反应扩增出16S rDNA,采用上海美吉生物医药科技有限公司的DNA快速回收试剂盒将PCR产物进行纯化,以备测序.1.6 16S rRNA的序列分析及系统发育分析16S rRNA基因的测序由上海美吉生物医药科技有限公司完成.测定序列与GenBank上已发表的16S rRNA基因序列进行BLAST分析,选取数据库中同源性相近的模式菌株,用于系统发育分析;同时将分离的好氧反硝化菌与已知的模式菌株的16S rRNA基因序列进行比对分析.用MEGA version 5软件包中的Kinura2-Parameter Distance 模型计算进化距离,用Neighbor-Joining构建系统进化树,1000次随机抽样,计算自引导值(Bootstrap)以估计系统进化树的置信度[3]. 1.7 贫营养好氧反硝化菌的脱氮特性将分离的贫营养好氧反硝化菌从平板上用接种环转接到装有50mL灭菌反硝化液体培养基的150mL的锥形瓶中,在30℃、120r/min培养24h进行活化.然后将活化后的贫营养好氧反硝化菌以体积比1%接种到反硝化培养基(有微量元素的和无微量元素的)、短程反硝化培养基、改良型硝化培养基和灭菌源水中来考察贫营养好氧反硝化菌的脱氮特性.1.8 分析方法菌密度在510nm波长下(DR6000,哈希)的吸光度测定;水质指标采用分光光度法[40]测定.硝氮为紫外-分光光度法;亚硝氮采用萘乙二胺分光光度法;氨氮采用纳氏试剂分光光度法;TN (总氮)和TDN(溶解性总氮)为碱式过硫酸钾消解紫外分光光度法;总磷采用钼酸铵分光光度法;TOC 由TOC分析仪(ET1020A)测定;pH和DO由HQ11d和HQ30d测定;水样经0.45µm 醋酸纤维滤膜过滤.2.1 贫营养好氧反硝化菌株的分离及特征通过对驯化后的培养液进行梯度稀释,并对单菌落进行多次划线分离纯化得到196株贫营养好氧反硝化菌株.通过初筛后得到14株高效好氧反硝化菌株命名为:ZHF2、ZHF3、ZHF5、ZHF6、ZHF8、ZMF2、ZMF5、ZMF6、N299、G107、81Y、SF9、SF18和SXF14.将这14株贫营养好氧反硝化菌株通过平板划线培养2d后,观察好养反硝化细菌菌落情况;进行革兰氏染色;电子显微镜进行形态观察.贫营养好氧反硝化菌的菌落形态以及菌株生理生化特征如表1所示.2.2 16S rRNA基因测序与分析通过对贫营养好氧反硝化菌进行扩增后测序,得到14株贫营养的序列长度.其中16S rRNA基因序列与相应种属的模式菌株的信息由表2可知.将分离的贫营养好氧反硝化菌与相应的模式菌株的16S rRNA通过MEGA version 5 用Neighbor-Joining构建系统进化树,结果如图1所示.ZHF3、ZHF5、ZHF6、ZMF2、G107、81Y、SF18和SXF14与不动杆菌(Acinetobacter sp.)接近,ZHF2和ZHF8与新鞘脂菌属(Novosphingobium sp.)最为接近,ZMF5与水杆菌属(Aquabacterium sp.)最为接近,ZMF6与鞘脂单胞菌属(Sphingomonas sp.)最为接近,N299与动胶杆菌属(Zoogloea sp.)最为接近,SF9与代尔夫特菌属(Delftia sp.)最为接近.并结合菌株的形态学特征、生理生化特征,可初步确定贫营养菌株ZHF3、ZHF5、ZHF6、ZMF2、G107、81Y、SF18 和SXF14为不动杆菌(Acinetobacter sp.),ZHF2和ZHF8为新鞘脂菌属(Novosphingobium sp.), ZMF5为水杆菌属(Aquabacterium sp.),ZMF6为鞘脂单胞菌属(Sphingomonas sp.),N299为动胶杆菌属(Zoogloea sp.),SF9为代尔夫特菌属(Delftia sp.).2.3 贫营养好氧反硝化菌的脱氮特性2.3.1 贫营养好氧反硝化菌的反硝化特性将分离的贫营养好氧反硝化菌从平板上用接种环转接到装有50mL灭菌反硝化液体培养基的150mL的锥形瓶中,在30℃、120r/min培养24h进行活化.然后将活化后的贫营养好氧反硝化菌以体积比1%接种到含有微量元素的反硝化培养基,在30℃、120r/min培养72h.实验结束后测定硝氮浓度,反映菌株脱氮效果.如图2所示,分离的14株贫营养好氧反硝化菌的硝氮去除率达到60%以上,其中G107,81Y效果最好,72h能将硝氮从3.56mg/L下降到0.04和0.02mg/L;硝氮去除率达到98.88%和99.44%.以G107和81Y为代表研究反硝化过程,将G107和81Y活化后以体积比1%转接入不含微量元素的反硝化培养基,定期取样研究氮的转化过程.从图3可以看到G107 和81Y从初始硝氮(3.54 ± 0.03)mg/L 72h下降到(0.41±0.02)mg/L和(0.52±0.07)mg/L, G107在0～24h的脱氮效率最高,81Y在24～72h的脱氮效率最高,与两株菌所处的对数生长期相吻合,相比于加有微量元素的反硝化培养基去除率有所降低,说明微量元素的添加有利于提高反硝化菌的脱氮能力;亚硝氮仅为(0.08±0.01)mg/L和(0.08±0.01)mg/L,没有出现积累;总氮从(3.63± 0.03)mg/L下降到(2.18±0.05)mg/L和(2.41±0.06) mg/L,说明(39.90±1.45)%和(33.72±1.78)%的氮转化为气体去除;TDN从(3.63±0.03)mg/L下降到(1.63±0.09)和(1.72±0.07)mg/L,与TN相比得出～0.55mg/L和0.69mg/L转化为细胞体氮.G107和81Y两个系统的TOC从(28.38±0.69)mg/L,下降到2.48mg/L和2.00mg/L, 碳源的不足影响反硝化过程的进行.已有研究报道:全向春等[41]分离2株好氧反硝化菌对模拟废水处理的脱氮率为82%;郝兵兵等[42]从养殖废水中驯化分离的好氧反硝化Pseudomonas sp.F28的反硝化率在70%;周娜等[31]分离的ZN1和ZN2硝氮去除率80%;徐向阳等[43]在同水平下的培养基(TOC 48mg/L,硝氮4mg/L),添加好氧反硝化菌P.mendocina 3-7,实验结束时硝氮和总氮的去除率达到31.7%和45.0%.相比之下,本实验分离的贫营养好氧反硝化菌的脱氮效果更明显.接下来以高效好氧反硝化菌G107和81Y为代表研究以亚硝氮、氨氮为氮源以及在微污染水源水条件的脱氮情况.2.3.2 贫营养好氧反硝化菌的短程反硝化脱氮特性由于水体过多的亚硝酸盐会引起水生动物血红蛋白氧化为高铁血红蛋白,影响生物体的氧气运输,造成多种生理紊乱现象[44].基于鱼虾等水生动物的安全,一般将亚硝酸盐氮含量控制在0.1mg/L以内[45],所以研究分离的高效贫营养好氧反硝化菌的短程反硝化特性十分必要,考虑入库河流和库区亚硝酸盐的最大浓度,确定培养基亚硝氮浓度为3～4mg/L.将高效菌株(G107, 81Y)活化后以体积比1%接种到短程反硝化培养基,图4A和4C展示菌株在初始亚硝态氮为3.76mg/L短程反硝化培养基中的脱氮效果.G107 和81Y在对数生长期出现最大的脱氮过程,从初始(3.76±0.08)mg/L到120h时下降到(1.25± 0.05) mg/L和(1.60±0.12)mg/L,与此同时TOC从(27.70±0.75)mg/L下降到(4.95±0.17)mg/L和(0.16±0.14)mg/L;在120h亚硝氮去除率达到65.59%,59.51%;与此同时,4B和4D中展示,TN和TP分别有(48.98±12.91)%,(45.37±4.66)%和(12.91±0.98)%,(17.42±3.76)%的去除,试验期间并没有出现硝氮的积累.很少有好氧反硝化菌以亚硝氮为氮源进行反硝化[46],相比于Pseudomonas sp.yy7[46]在初始亚硝氮5mg/L条件下,8h完全去除;P.putida Y-9[45]在初始亚硝酸盐氮为10mg/L条件下亚硝氮去除率达到100%;本实验展现出良好的短程反硝化特性.2.3.3 贫营养好氧反硝化菌的硝化特性因大多数好氧反硝化菌具有异养硝化特性,考虑到天然水库水体中另一主要无机氮-氨氮的存在,所以对已分离的高效贫营养好氧反硝化菌的硝化特性潜力的研究很有必要.将高效菌株(G107和81Y)活化后以体积比1 % 接种到硝化培养基.图5A和5C展示菌株在硝化培养基条件下的硝化特性,G107和81Y从初始氨氮(28.27±0.14)mg/L下降到(18.57±0.99)mg/L和(18.41±2.08)mg/L,去除率达到34.31%和34.32%;图5B和5D显示,TN的去除率达到36.75%和26.85%(转化为气体的氮素);硝氮和亚硝氮没有出现积累,仅为0.15, 0.27和0.01,0.01mg/L;TOC也随着脱氮的进行下降了83.56%和83.48%;同时随着反硝化菌的生长,TP也有5.99 %和6.38%的去除;相比于P.stutzeri C3[47]不能利用氨氮进行异养硝化; Rhodococcus sp.CPZ24[48]的氨氮去除率为100%; Rhizobium sp.PY8[49]在相同的培养基中16d,氨氮去除率达到58.17%.72h实验结束后氨氮去除率达到44.12%,34.31%,34.87%,35.66%,和 65.63%,虽然已分离的好氧反硝化菌不是高效的硝化菌,但是仍然具有不错的硝化特性.今后将针对接近源水水质的低氨氮浓度的脱氮过程进行相应的研究.2.3.4 贫营养好氧反硝化菌的源水脱氮特性为了研究在贫营养水体环境中,已分离的高效贫营养好氧反硝化菌的脱氮特性.将高效菌株(G107和81Y)活化后以体积比1%接种到灭菌源水培养基中来考察贫营养好氧反硝化菌的脱氮效果.图6为初始总氮(2.69±0.03)mg/L的灭菌源水培养基条件下的脱氮效果,G107与81Y的总氮下降到(1.33±0.10)mg/L和(1.56±0.31)mg/L,约有50.56%和42.01%的氮以气体形式得到去除;与此同时两系统的TOC从初始的(3.06±0.05) mg/L下降到(1.21±0.04)mg/L和(1.70±0.11) mg/L;随着脱氮的进行,两系统的TDN和DO也有相同的下降趋势,TDN从初始(2.60±0.05)下降到(1.04±0.10)mg/L和(1.17±0.10)mg/L,相比于TN浓度得出～0.1mg/L和～0.4mg/L的氮为生物体氮的形式存在;DO从(8.53±0.03)mg/L下降到(7.32±0.04)mg/L和(7.32±0.03)mg/L;pH值略有上升,基本保持恒定.C/N(TOC/TN)从初始的1.14/1到实验结束时0.91/1和1.09/1,始终维持在低碳氮比的环境下.相比于P.stutzeri T1[50]在投加柠檬酸盐为碳源的源水中(C/N=4)硝氮和氨氮几乎没有变化;P.mendocina 3-7[43]在过滤的源水水体中的总氮去除率达到85%;巍巍等[51]应用低温贫营养脱氮功能菌群P1(Y8+W3+W4)进行微污染水源水体修复,36d硝氮和总氮去除率达到46%和53%;黄延林等[31]分离的菌株ZN1,ZN2,ZN3在源水环境下,总氮去除率20～25%;张丽娜等[52]分离的Acinetobacter pittii A14接种到微污染源水中总氮去除率达到50.95%;与本实验72h总氮去除率50.56%和42.01%相一致.显示了对微污染水源水体很强的适应性和很好的贫营养环境下的脱氮能力.3.1 采用改良的富集驯化方法,筛选分离出贫营养好氧反硝化菌.经形态学、生理生化和16S rDNA序列分析,确定不动杆菌属,新鞘脂菌属,水杆菌属,鞘脂单胞菌属,动胶杆菌属,代尔夫特菌属共6个种属.结合系统发育分析,该分离的贫营养好氧反硝化菌丰富了已有的好氧反硝化菌的种类.3.2 通过对以优势菌G107,81Y为代表的一系列脱氮特性实验得出,添加微量元素的有利于脱氮的进行,硝氮去除率达到98.88%和99.44%,不加微量元素的反硝化速率达到88.42%和85.31%;与此同时,G107和81Y不仅能利用亚硝氮、氨氮为氮源实现脱氮,而且在贫营养源水条件下拥有50.56%和42.01%的脱氮率,展现出贫营养好氧反硝化菌对寡营养环境的适应性,为低氮微污染水源水的生物修复提供技术支撑.【相关文献】[1] Jiang F Y, Chen X, Luo A C.A comparative study on the growth and nitrogen and phosphorus uptake characteristics of 15wetland species [J].Chemistry and Ecology, 2011,27(3):263-272.[2] Li E H, Li W, Wang X L, et al.Experiment of emergent macrophytes growing in contaminated sludge: Implication for sediment purification and lake restoration[J].Ecological Engineering, 2010,36(4):427-434.[3] 韩永和,章文贤,庄志刚,等.耐盐好氧反硝化菌A-13菌株的分离鉴定及其反硝化特性 [J].微生物学报, 2013,53(1):47-58.[4] Robertson L A, Van Niel E W J, Torremans R a M, et al.Simultaneous nitrification and denitrification in aerobic chemostat cultures of Thiosphaera pantotropha [J].Applied and Environmental Microbiology, 1988,54(11):2812-2818.[5] Joo H S, Hirai M, Shoda M.Piggery wastewater treatment using Alcaligenes faecalis strain No.4 with heterotrophic nitrification and aerobic denitrification [J].Water Research, 2006,40(16): 3029-3036.[6] Carter J P, Hsaio Y, Spiro S, et al.Soil and sediment bacteria capable of aerobic nitrate respiration [J].Applied and Environmental Microbiology, 1995,61(8):2852-2858.[7] Huang H K, Tseng S K.Nitrate reduction by Citrobacter diversus under aerobic environment [J].Applied Microbiology and Biotechnology, 2001,55(1):90-94.[8] Kim M, Jeong S Y, Yoon S J, et al.Aerobic denitrification of Pseudomonas putida AD-21at different C/N ratios [J].Journal of Bioscience and Bioengineering, 2008,106(5):498-502.[9] Zhao B, He Y L, Hughes J, et al.Heterotrophic nitrogen removal by a newly isolated Acinetobacter calcoaceticus HNR [J].Bioresource Technology, 2010,101(14):5194-5200. [10] 郭端强,刘海龙,万亚涛,等.一株好氧反硝化细菌的分离鉴定及反硝化特性研究 [J].生物技术通报, 2012,10:205-209.[11] 金敏,王景峰,孔庆鑫,等.好氧异养硝化菌Acinetobacter sp.YY-5的分离鉴定及脱氮机理 [J].应用与环境生物学报, 2009,15(5):692-697.[12] 黄晓飞,李伟光,张多英,等.低温异养硝化菌的鉴定及对小白鼠的安全性研究 [J].科技通报, 2012,28(12):24-26.[13] Su J J, Liu B Y, Liu C parison of aerobic denitrification under high oxygen atmosphere by Thiosphaera pantotropha ATCC 35512 and Pseudomonas stutzeri SU2 newly isolated from the activated sludge of a piggery wastewater treatment system [J].Journal of Applied Microbiology, 2001,90(3):457-462.[14] 朱晓宇,王世梅,梁剑茹,等.两株高效好氧反硝化细菌的分离鉴定及其脱氮效率 [J].环境科学学报, 2009,29(1):111-117.[15] Miyahara M, Kim S W, Fushinobu S, et al.Potential of Aerobic Denitrification by Pseudomonas stutzeri TR2 To Reduce Nitrous Oxide Emissions from Wastewater Treatment Plants [J].Applied and Environmental Microbiology, 2010,76(14):4619-4625. [16] Baek S H, Yin C R, Lee S T.Aerobic nitrate respiration by a newly isolated phenol-degrading bacterium, Alcaligenes strain P5 [J].Biotechnology Letters, 2001,23(8):627-630.[17] Wang P, Yuan Y, Li Q, et al.Isolation and immobilization of new aerobic denitrifying bacteria [J].International Biodeterioration & Biodegradation, 2013,76(0):12-17.[18] Zhang Q L, Liu Y, Ai G M, et al.The characteristics of a novel heterotrophic nitrification–aerobic denitrification bacterium, Bacillus methylotrophicus strain L7 [J].Bioresource Technology, 2012,108(0):35-44.[19] 张小玲,张霞.好氧反硝化菌Bacillus sp.H2脱氮特性研究 [J].环境科学与技术,2011,34(10):53-57.[20] Song Z F, An J, Fu G H, et al.Isolation and characterization of an aerobic denitrifying Bacillus sp.YX-6from shrimp culture ponds [J].Aquaculture, 2011,319(1/2):188-193. [21] 司文攻,吕志刚,许超.耐受高浓度氨氮异养硝化菌的筛选及其脱氮条件优化 [J].环境科学, 2011,32(11):3448-3454.[22] Chen Q, Ni J.Heterotrophic nitrification–aerobic denitrification by novel isolated bacteria [J].Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology, 2011,38(9):1305-1310. [23] Wang P, Li X, Xiang M, et al.Characterization of efficient aerobic denitrifiers isolated from two different sequencing batch reactors by 16S-rRNA analysis [J].Journal ofBioscience andBioengineering, 2007,103(6):563-567.[24] 王洁,蓝江林,刘波.一株异养硝化细菌的分离鉴定和脱氮特性研究 [J].农业环境科学学报, 2013,32(4):805-810.[25] Shi Z, Zhang Y, Zhou J, et al.Biological removal of nitrate and ammonium under aerobic atmosphere by Paracoccus versutus LYM [J].Bioresource Technology,2013,148(0):144-148.[26] Bouchez T, Patureau D, Delgenès J, et al.Successful bacterial incorporation into activated sludge flocs using alginate [J].Bioresource Technology, 2009,100(2):1031-1032.[27] Patureau D, Zumstein E, Delgenes J, et al.Aerobic denitrifiers isolated from diverse natural and managed ecosystems [J].Microbial Ecology, 2000,39(2):145-152.[28] 王国英,崔杰,岳秀萍,等.异养硝化-好氧反硝化菌脱氮同时降解苯酚特性 [J].中国环境科学, 2015,35(9):2644-2649.[29] Yu A R, Li Y, Yu J.Denitrification of a newly isolated Bacillus strain W2and its application in aquaculture [J].Journal of Microbiology, 2004,25(3):77-81.[30] 魏巍,黄廷林,苏俊峰,等.1株贫营养好氧反硝化菌的分离鉴定及其脱氮特性 [J].生态环境学报, 2010,19(9):2166-2171.[31] 黄廷林,周娜,张海涵,等.3株贫营养好氧反硝化细菌的分离鉴定及反硝化特性 [J].环境工程学报, 2014,8(12):5507-5513.[32] 黄廷林,魏巍,王春燕,等.扬水曝气-贫营养生物膜组合技术净化微污染原水中试研究 [J].重庆大学学报, 2012,35(1):125-131+146.[33] Kuznetsov S, Dubinina G, Lapteva N.Biology of oligotrophic bacteria [J].Annual Reviews in Microbiology, 1979,33(1):377-387.[34] Wainwright M, Barakah F, Al-Turk I, et al.Oligotrophic micro-organisms in industry, medicine and the environment [J].Science Progress, 1990,75(298Pt 3/4):313-322.[35] Button D, Schut F, Quang P, et al.Viability and isolation of marine bacteria by dilution culture: theory, procedures, and initial results [J].Applied and Environmental Microbiology, 1993,59(3):881-891.[36] 黄廷林,苏俊峰,李倩.好氧反硝化菌株的筛选培养及其反硝化性能研究 [J].西安建筑科技大学学报:自然科学版, 2009, 41(5):704-707.[37] 孙镇平,李佳,刘洪红,等.不同处理技术对环境扫描电镜下细菌原始形态的影响 [J].扬州大学学报:农业与生命科学版, 2013,34(1):41-43.[38] 布坎南,吉本斯.伯杰细菌鉴定手册.[M].8版.北京:科学出版社, 1984.[39] 东秀珠,蔡妙英.常见细菌系统鉴定手册 [M].北京:科学出版社, 2001.[40] 国家环境保护总局.水和废水监测分析方法.第四版 [M].北京:中国环境科学出版社, 2002.[41] 全向春,岑艳,钱殷.2株好氧反硝化菌的筛选及其强化贫营养生物膜脱氮效果 [J].环境科学, 2013,34(7):2862-2868.[42] 郝兵兵,罗亮,战培荣,等.MBR处理水产养殖废水好氧反硝化菌分离与鉴定 [J].环境科学与技术,2014,37(10):008.[43] Zhu L, Ding W, Feng L J, et al.Characteristics of an aerobic denitrifier that utilizes ammonium and nitrate simultaneously under the oligotrophic niche [J].Environmental Science and Pollution Research, 2012,19(8):3185-3191.[44] Jensen F B.Nitrite disrupts multiple physiological functions in aquatic animals [J].Comparative Biochemistry and Physiology Part A: Molecular and Integrative Physiology, 2003,135(1):9-24.[45] 何腾霞,李振轮.耐冷好氧亚硝酸盐型反硝化细菌的鉴定及其脱氮特性 [J].生物技术通报, 2015,31(10):1-6.[46] Wan C L, Yang X, Lee D J, et al.Aerobic denitrification by novel isolated strain using as nitrogen source [J].Bioresource Technology, 2011,102(15):7244-7248.[47] Ji B, Yang K, Wang H Y, et al.Aerobic denitrification by Pseudomonas stutzeri C3 incapable of heterotrophic nitrification [J].Bioprocess and Biosystems Engineering, 2014,38(2):407-409.[48] Chen P Z, Li J, Li Q X, et al.Simultaneous heterotrophic nitrification and aerobic denitrification by bacterium Rhodococcus sp.CPZ24 [J].Bioresource Technology, 2012, 116(0):266-270.[49] Wei W, Huang T L, Su J F, et al.Isolation and identification of an oligotrophic and aerobic denitrification and its denitrification characteristics [J].Ecology and Environmental Sciences, 2010, 19(9):2166-2171.[50] Guo L Y, Chen Q K, Fang F, et al.Application potential of a newly isolated indigenous aerobic denitrifier for nitrate and ammonium removal of eutrophic lake water[J].Bioresource Technology, 2013,142(0):45-51.[51] 魏巍,黄廷林,李娜.低温贫营养原位生物投菌技术脱氮特性研究 [J].供水技术, 2012,6(4):8-12.[52] 黄廷林,张丽娜,张海涵,等.一株贫营养异养硝化-好氧反硝化菌的筛选及脱氮特性 [J].生态环境学报, 2015,24(1):113-120.。