环境科学  2014, Vol.35 Issue (2): 746-752   PDF    
引用本文
陈子爱, 陈会娟, 魏本平, 刘刚金, 邓良伟, 吴力斌. n(NO3--N)/n(NO2--N)对混培养菌与纯培养菌同步脱氮除硫的影响[J]. 环境科学, 2014, (2): 746-752.  
CHEN Zi-ai, CHEN Hui-juan, WEI Ben-ping, LIU Gang-jin, DENG Liang-wei, WU Li-bin. Effects of the Ratio of NO3--N to NO2--N on the Removal of Sulfide and Nitrogen by Mixed Culture and Pure Culture[J]. Environmental Science, 2014, (2): 746-752.  
n(NO3--N)/n(NO2--N)对混培养菌与纯培养菌同步脱氮除硫的影响
陈子爱, 陈会娟, 魏本平, 刘刚金, 邓良伟 , 吴力斌    
农业部沼气科学研究所, 成都 610041
收稿日期: 2013-4-7; 修订日期: 2013-7-8.
基金项目： 国家自然科学基金项目（31101749）；国家高技术研究发展规划（863）项目（2013AA102805-02）
作者简介：陈子爱(1975~),女,副研究员,主要研究方向为废水生物处理及资源化,E-mail:cza0903@163.com
通讯联系人,E-mail:dengliangwei@caas.cn
摘要：在温度30℃、pH为7、硫氮比为5/3、厌氧条件下，对比研究了不同n（NO3--N）/n（NO2--N）对荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌混培养菌同步脱氮除硫影响. 随着n（NO3--N）/n（NO2--N）减小，荧光假单胞菌、铜绿假单胞菌对NOx--N去除率逐渐增高，而S2-去除率却依次减少，混培养菌对NOx--N去除效率先增加后趋于平稳. n（NO3--N）/n（NO2--N）对混培养菌去除S2-几乎没有影响. 荧光假单胞菌能迅速将NO3--N转化为NO2--N，但NO2--N转为N2却相对缓慢，培养液中出现NO2--N累积；而铜绿假单胞菌将NO2--N还原N2的能力明显比荧光假单胞菌强，培养液未反应的NOx--N以NO3--N为主，未出现NO2--N累积. 混培养菌对NOx--N转化的情况介于荧光假单胞菌与铜绿假单胞菌之间. 荧光假单胞菌同时获得较高NOx--N、S2-去除的n（NO3--N）/n（NO2--N）为5/5，铜绿假单胞菌为10/0，混培养菌为5.0/5.0. 混培养菌对NOx--N、S2-的同步去除效果优于单菌株荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌.
关键词： n(NO3--N)/n(NO2--N)     混培养     荧光假单胞菌     铜绿假单胞菌     脱氮     除硫    
Effects of the Ratio of NO3--N to NO2--N on the Removal of Sulfide and Nitrogen by Mixed Culture and Pure Culture
CHEN Zi-ai, CHEN Hui-juan, WEI Ben-ping, LIU Gang-jin, DENG Liang-wei , WU Li-bin    
Biogas Institute of Ministry of Agriculture, Chengdu 610041, China
Abstract: Effects of the ratio of NO3--N to NO2--N on removal of sulfide and nitrogen by Pseudomonas fluorescens, Pseudomonas aeruginosa and mixed culture were investigated at the pH value of 7.0, temperature of 30℃, ratio of sulfide to nitrate of 5/3 and anaerobic condition. Along with the decrease of ratio of NO3--N to NO2--N, NOx--N, the removal rate by Pseudomonas fluorescens and Pseudomonas aeruginosa increased gradually, while S2- removal rate reduced. The NOx--N removal rate by mixed culture increased first and became steady along with the decrease of ratio of NO3--N to NO2--N. The ratio of NO3--N to NO2--N had hardly influence on S2- removal by mixed culture. Accumulation of NO2--N occurred due to a faster rate of NO3--N reduction over NO2--N reduction in the liquid culture of Pseudomonas fluorescens. Accumulation of NO2--N did not occur in the liquid culture of Pseudomonas aeruginosa because it has a stronger ability to convent NO2--N than Pseudomonas fluorescens. The behavior of NOx--N by mixed culture in located between Pseudomonas fluorescens and Pseudomonas aeruginosa. The optimum ratio of NO3--N to NO2--N to achieve high removals of sulfide and nitrogen for Pseudomonas fluorescens and mixed culture were 5/5, 10/0 for Pseudomonas aeruginosa. The performance of sulfide and nitrogen removal by the mixed culture was higher than that by Pseudomonas fluorescens and Pseudomonas aeruginosa.
Key words: ratio of NO3--N to NO2--N     mixed culture     Pseudomonas fluorescens     Pseudomonas aeruginosa     nitrogen removal     sulfide removal    

猪场废水是一种高氨氮高浓度有机废水，通常采用厌氧消化并回收沼气的方法进行前处理. 一方面，猪场废水经过厌氧消化前处理后，再进行好氧处理，运行效果比较差[1, 2]，主要原因是厌氧消化液好氧处理过程的反硝化阶段缺乏电子供体. 另一方面，厌氧消化产生的沼气中含有硫化氢，具有毒性和腐蚀性，在沼气利用前往往需要脱除硫化氢. 在沼气脱硫过程中，有电子供体——硫化氢，缺乏电子受体[3, 4]. 因此，厌氧消化液脱氮与沼气脱硫可以互补，基于这一思路，笔者所在的研究团队提出了猪场废水脱氮与沼气脱硫耦联工艺，并取得了较好的废水中氮与沼气中硫化氢同步去除效果[5, 6, 7].

在废水生物脱氮过程的硝化阶段，铵态氮首先转化为亚硝态氮(NO-2-N)，然后再转化成硝态氮NO-3-N，以硝态氮(NO-3-N)为电子受体进行反硝化，就是全程硝化反硝化. 如果将转化进程控制在亚硝态氮阶段，然后以亚硝态氮(NO-2-N)为电子受体进行反硝化，就是短程硝化反硝化工艺. 在异养反硝化过程中，电子受体类型(NO-2-N或NO-3-N)及其比例对反硝化具有明显的影响，一般认为，NO-2-N的还原速度较NO-3-N的还原速度快[8]. 而张小玲等[9]研究却有不同的结果，在温度为25℃、 pH 值为7、 基质浓度<300 mg ·L-1 时以NO-2-N为初始基质的反硝化速率较快,但当基质浓度>300 mg ·L-1后，反而是以NO-3-N为初始基质的反硝化速率较快. 在以硫化物为电子供体的自养反硝化过程中，电子受体类型(NO-2-N或NO-3-N)及其比例对反硝化有何影响目前还鲜见报道. 因此，有必要对此展开研究.

近年来的研究表明，微生物菌剂在提高系统的处理效果及稳定性方面可以发挥积极作用[10]，因此，废弃物处理微生物菌剂的研究越来越受到重视[11, 12]. 前期研究已经从猪场废水脱氮与沼气脱硫耦联反应器混合液中分离得到2株具有同步脱氮除硫能力功能菌，其同步脱氮除硫能力与耦联反应器混合液的混培养菌相比是否具有优势，这一问题仍然值得探讨. 同时，通过对比研究可为猪场废水脱氮与沼气脱硫耦联的微生物制剂研制奠定基础.

1 材料与方法
1.1 试验微生物
1.1.1 纯培养菌

本实验室分离的荧光假单胞菌(Pseudomonas fluorescens)、 铜绿假单胞菌(Pseudomonas aeruginosa)[13]. 试验时，菌液接种量为10%.

1.1.2 混培养菌

本试验所用的混培养菌为猪场废水脱氮与沼气脱硫耦联反应器的混合液[14]，取出500 mL装入500 mL烧杯中，用塑料膜密封，放入4℃冰箱内保存待用，试验时，菌液接种量为14%.

1.2 试验废水

本试验废水为猪场废水厌氧消化液好氧后处理硝化阶段出水. 将猪场粪便污水处理沼气工程厌氧消化器出水(简称厌氧消化液)取回实验室后，对其进行间歇曝气，方法参照文献[15]，曝气阶段结束后，沉淀1 h，取上清液作为微生物培养基，并根据试验需要进行稀释，添加NO-2-N或NO-3-N.

1.3 试验方法

将试验废水灭菌后加入硫化钠，通过稀释及加入KNO3和KNO2量将培养液配制成n(NO-3-N)/n(NO-2-N)分别为10/0、 7.5/2.5、 5/5、 2.5/7.5、 0/10的5个处理，培养液的NO-x-N(NO-3-N与NO-2-N之和)为25mg ·L-1左右，硫氮比为5/3，通过稀盐酸或氢氧化钠控制pH至7，将培养菌液按上述比例加入试验废水中，总体积为70 mL，三角瓶加塞密封，保持厌氧状态. 以未接种的试验液为空白对照，每个处理做2个重复平行试验. 在温度30℃条件下培养2 d，取培养前后培养液进行离心，再取上清液测定NO-3-N、 NO-2、 S2-及SO2-4的含量，扣减空白对照试验结果后，计算纯培养菌与混培养菌对NO-3-N、 S2-的去除率.

1.4 分析项目与测定方法

NO-3-N、 NO-2-N、 SO2-4、 S2-浓度和pH的测定分别采用酚二磺酸光度法、 二硝基苯二胺光度法、 铬酸钡分光光度法、 亚甲基蓝分光光度法和酸度计法[16].

2 结果与分析
2.1 n(NO-3-N)/n(NO-2-N)对荧光假单胞菌同步脱氮除硫的影响

在初始NO-x-N浓度约25 mg ·L-1左右，S2-浓度约85mg ·L-1的条件下，n(NO-3-N)/n(NO-2-N)对荧光假单胞菌同步去除NO-x-N和S2-的试验结果见图1. 从中可以看出，培养后的NO-3-N、 NO-2-N和NO-x-N浓度随n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低而呈下降趋势，且NO-2-N和NO-x-N下降趋势非常接近. 培养后的NO-x-N主要为NO-2-N，出现了NO-2-N累积； 培养后的NO-3-N浓度很低，都在2 mg ·L-1以下. NO-x-N的去除率随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低而升高[图1(a)]. 荧光假单胞菌对S2-的去除率趋势与NO-x-N的去除率趋势不同，随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低，荧光假单胞菌对S2-的去除率依次降低，即在NO-3-N浓度较高时，S2-去除率相对较高[图1(b)].

图 1n(NO-3-N)/ n (NO-2-N)比对荧光假单胞菌去除氮、 S2-的影响Fig.1Influence of the ratio of n(NO-3-N) to n(NO-2-N) on the removal of nitrogen and S2- concentration by Pseudomonas fluorescens

荧光假单胞菌同时获得较高NO-x-N、 S2-去除的n(NO-3-N)/n(NO-2-N)为5.0/5.0.

2.2 n(NO-3-N)/n(NO-2-N)对铜绿假单胞菌同步脱氮除硫的影响

在初始NO-x-N浓度约25 mg ·L-1左右，S2-浓度约85mg ·L-1的条件下，n(NO-3-N)/n(NO-2-N)对铜绿假单胞菌同步去除NO-x-N和S2-的试验结果见图2. 从中可以看出，培养后的NO-3-N、 NO-2-N和NO-x-N浓度随n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低而呈下降趋势. 培养后的NO-x-N几乎都为NO-3-N，NO-2-N浓度接近0，没有出现NO-2-N累积. 另外，NO-x-N去除率随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低而升高[图2(a)]. 铜绿假单胞菌对S2-的去除率随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低而依次减少，即在NO-2-N浓度较高时，S2-去除率相对较低[图2(b)].

图 2n(NO-3-N)/ n (NO-2-N)对铜绿假单胞菌去除氮、 S2-的影响Fig.2Influence of the ratio of n(NO-3-N) to n(NO-2-N) on the removal of nitrogen and S2- concentration by Pseudomonas aeruginosa

铜绿假单胞菌同时获得较高NO-x-N、 S2-去除的n(NO-3-N)/n(NO-2-N)为7.5/2.5.

2.3 n(NO-3-N)/n(NO-2-N)对混培养菌同步脱氮除硫的影响

在初始NO-x-N浓度约25 mg ·L-1左右，S2-浓度约85 mg ·L-1的条件下，n(NO-3-N)/n(NO-2-N)对混培养菌同步去除NO-x-N和S2-的试验结果见图3. 从中可知，培养后的NO-3-N、 NO-2-N和NO-x-N浓度随n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低先稍微有所下降，然后趋于平稳. 培养后的NO-x-N既有NO-3-N，也有NO-2-N，n(NO-3-N)/n(NO-2-N)为10/0时，NO-3-N与NO-2-N浓度几乎一样，其它几个n(NO-3-N)/n(NO-2-N)比时，NO-2-N浓度高于NO-3-N，出现了少量NO-2-N累积. NO-x-N去除效率随n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低先增加后趋于平稳，在5/5时NO-x-N去除效率最高，达到约93%，2.5/7.5和0/10时的NO-x-N去除率分别高于7.5/2.5和10/0[图3(a)]. 总体上，混培养菌对NO-x-N转化的情况介于荧光假单胞菌与铜绿假单胞菌之间. 在不同n(NO-3-N)/n(NO-2-N)时，混培养菌对S2-去除率基本相同，大约85％，说明n(NO-3-N)/n(NO-2-N)比对S2-去除几乎没有影响[图3(b)].

图 3n(NO-3-N)/ n (NO-2-N)比对微生物混培养菌去除氮、 S2-的影响Fig.3Influence of the ratio of n(NO-3-N) to n(NO-2-N) on the removal of nitrogen and S2- concentrationby mixed cultured microorganism

混培养菌同时获得较高NO-x-N、 S2-去除的n(NO-3-N)/n(NO-2-N) 与荧光假单胞菌相似，为5.0/5.0.

3 讨论
3.1 化学转化对NO-x-N、 S2-转化的贡献

一些研究人员们对硫化物的化学氧化、 生物氧化机制和动力学已进行了广泛的研究[17]，本试验也研究了纯培养菌和混培养菌试验过程化学转化对整个NO-x-N、 S2-转化的影响. 本研究将未接种的空白对照试验中NO-x-N、 S2-转化视为化学转化(图4). 荧光假单胞菌、 铜绿假单胞菌以及混培养菌在不同的n(NO-3-N)/n(NO-2-N)条件下，化学转化NO-x-N、 S2-的趋势基本一致，NO-x-N和S2-的化学转化率分别约为7%、 15%. 这是因为对照试验的培养液均为猪场废水厌氧消化液好氧后处理硝化阶段出水，且n(S2-)/n(NO-x-N)一致，均为5/3. 去除n(S2-)/n(NO-x-N)为3，S2-的化学转化率明显高于NO-x-N，因为S2-除了与NO-x-N反应外，培养液中含有少量的溶解氧，虽然含量低，在0.5%以下，但也能与S2-反应[18]：

图 4纯培养与混培养试验条件下NO-x-N、 S2-的化学转化与总的转化Fig.4Chemic conversion and total conversion for NO-x-N and S2- in the experiment of pure culture and mixed culture

另外，培养液中含有的Cu+、 Pb2+、 Zn2+等金属离子[19]也能与S2-发生反应产生硫化物沉淀[20].

荧光假单胞菌、 铜绿假单胞菌以及混培养菌在不同的n(NO-3-N)/n(NO-2-N)条件下，对NO-x-N、 S2-总去除效果包含生物转化和化学转化. 在荧光假单胞菌、 铜绿假单胞菌培养试验中，NO-x-N、 S2-化学转化分别占总转化率的8%~18%； 而混培养菌培养试验中，化学转化占总转化率的7%~15%. 本研究的结果与其它文献报道的结果相似，生物氧化硫化物过程中，在菌体最佳生长pH值范围内，化学氧化占9%~17%[21]. 显而易见，生物转化占绝对优势.

3.2 n(NO-3-N)/n(NO-2-N)对NO-x-N、 S2-同步去除的影响

n(NO-3-N)/n(NO-2-N)分别为10/0和0/10时，荧光假单胞菌对S2-、 NO-x-N的去除效率相差较大，n(NO-3-N)/n(NO-2-N)分别为7.5/2.5和2.5/7.5时次之，在n(NO-3-N)/n(NO-2-N)为5/5时，对S2-、 NO-x-N的去除效率最接近，同步性最好(图 1). 而铜绿假单胞菌在n(NO-3-N)/n(NO-2-N)为10/0时对S2-、 NO-x-N的去除效率最为接近，同步去除效果最好，而随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)的降低，对S2-、 NO-x-N的去除效率差别越大(图 2).

随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)依次减少，即NO-2-N比例逐渐增大，荧光假单胞菌、 铜绿假单胞菌对NO-x-N去除率逐渐增高，而S2-去除率却依次减少. 这是因为在相同NO-x-N量和形成同样产物的前提下，每摩尔NO-2-N反应所需的S2-比NO-3-N要少1mol，相反，在相同S2-量和形成同样产物的前提下，每摩尔S2-与反应所需NO-2量比NO-3量要多，因此，随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)依次减少，荧光假单胞菌、 铜绿假单胞菌对NO-x-N的去除率依次增加. 见式(3)~(6)[22]：

混培养菌在n(NO-3-N)/n(NO-2-N)为5/5时，对S2-、 NO-x-N的去除效率最接近，都达到90%以上，氮硫去除同步性最好. 而在n(NO-3-N)/n(NO-2-N)分别为10/0和0/10时，对S2-、 NO-x-N的去除效率相差较大(图 3).

混培养菌随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)依次减少，即NO-2-N比例逐渐增大，NO-x-N的去除趋势略有波动，但总体逐渐增高，而S2-的去除率相对比较稳定，波动不大. 对S2-的去除趋势略有差别，这与混培养菌多样性有关. 据报道，硫化物与硫酸盐之
间会发生歧化反应(厌氧硫氧化)，见反应式(7). 1 mol硫化物与1 mol硫酸盐完全反应而转化为单质硫[23].

在NO-x-N、 S2-初始浓度和n(NO-3-N)/n(NO-2-N)相同的条件下，混培养菌对NO-3-N、 S2-的同步去除效果均优于荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌纯培养(图1~3)，在换算成相同微生物接种量前题下，混培养菌对NO-3-N、 S2-的转化速率几乎是荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌单菌株的2倍(表1). 可见，在同样条件下，混培养菌对NO-3-N、 S2-的同步去除效果明显优于单菌株荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌.

表1 不同n(NO-3-N)/n(NO-2-N)条件下纯培养菌和混培养菌对NO-x-N、 S2-的转化速率 /mg ·(L ·d)-1 Table 1 Conversion rate of NO-x-N and S2- for pure cultures and mixed cultured microorganism at different n(NO-3-N)/n(NO-2-N) ratios /mg ·(L ·d)-1

在厌氧条件下，能同步脱除NO-x-N、 S2-的微生物种类较多，常见的有硫杆菌属的脱氮硫杆菌(Thiobacillus denitrificans)[24, 25]，施氏假单胞菌、 苍白杆菌、 芽胞杆菌等[26, 27, 28, 29, 30]，包括从废水脱氮与沼气脱硫耦联反应器中分离出2株功能菌：荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌[13]. 这些微生物对NO-x-N、 S2-的去除效果以及代谢活性存在一定的差异，这些差异对NO-x-N、 S2-的去除同步性及效果往往能形成互补，如荧光假单胞菌能迅速将NO-3-N转化为NO-2-N，但NO-2-N转为N2却相对缓慢，而铜绿假单胞菌将NO-2-N还原为N2的能力明显比荧光假单胞菌强(图 1、 图 2)，最后导致荧光假单胞菌纯培养试验中出现NO-2-N累积，而铜绿假单胞菌未反应的NO-x-N以NO-3-N为主，未出现NO-2-N累积. 荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌对NO-x-N、 S2-去除起到很好的协同作用. 同时，废水脱氮与沼气脱硫耦联反应器含有其他未分离出的同步脱氮除硫功能菌.

因此，相对于纯培养菌，混合菌群的转化能力一般都较高，对底物的利用范围也较广[31],在菌剂实际应用中，人们更倾向于采用混合菌群进行生物强化[10].

3.3 n(NO-3-N)/n(NO-2-N)对反应产物的影响

NO-2-N和NO-3-N一样，也可以作为电子受体，氧化硫离子和硫单质. 但每摩尔NO-2-N最多只能接受3个电子，每摩尔NO-3-N最多能接受5个电子[式(8)~(10)]，可以氧化更多的硫离子或硫单质. 同理，硫离子作为电子供体，还原NO-x-N，每摩尔硫离子释放2个电子转化为单质硫，每摩尔单质硫释放6个电子被氧化为硫酸盐[式(11)~(12)].

NO-2-N和NO-3-N的比例不同，会导致硫离子主要的氧化产物不同(图 5、 图 6).

图 5不同n(NO-3-N)/n(NO-2-N)条件下纯培养菌与混培养菌硫酸盐的增加量Fig.5 Increase quantity of sulfate at different n(NO-3-N)/ n(NO-2-N) ratios by pure culture and mixed cultured microorganism

图 6不同n(NO-3-N)/n(NO-2-N)条件下纯培养菌与混培养菌单质S的生成量Fig.6 Generation quantity of sulfur at different n(NO-3-N)/ n(NO-2-N) ratios by pure culture and mixed cultured microorganism

随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)减少，荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌培养液中硫酸盐的增加量由初始较大逐渐减少，NO-2-N比例越大，硫酸盐几乎没有增加，与培养前硫酸盐浓度较为接近(图 5).

同样，混培养菌培养液中，随着NO-2-N所占比例的增大，生成SO2-4的量逐渐减小，甚至在n(NO-3-N)/n(NO-2-N)为2.5/7.5、 0/10时，SO2-4的量反而减少. 这是因为NO-2-N能接受的电子量比NO-3-N少，不能将生成的单质硫转化为SO2-4，同时，混培养菌培养液中S2-与SO2-4发生厌氧硫氧化，也可导致SO2-4浓度出现降低(图 5).

如果考虑产物资源化，S2-理想转化产物应以单质硫为主(图 6)，尽量减少SO2-4生成，则荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌最佳n(NO-3-N)/n(NO-2-N)分别为2.5/7.5、 7.5/2.5，而混培养菌最佳比值为2.5/7.5，在这种情况下，几乎没有SO2-4的生成，而且总NO-x-N去除率(含化学转化)较高，为98%以上，总S2-去除率(含化学转化)也高，大约99%.

4 结论

(1)随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)减小，即NO-2-N比例逐渐增大，荧光假单胞菌、 铜绿假单胞菌对NO-x-N去除率逐渐增高，而S2-去除率却依次减少.

(2)混培养菌随着n(NO-3-N)/n(NO-2-N)减少，NO-x-N去除效率先增加后趋于平稳，n(NO-3-N)/n(NO-2-N)比对混培养菌去除S2-几乎没有影响.

(3)荧光假单胞菌同时获得较高NO-x-N、 S2-去除的n(NO-3-N)/n(NO-2-N) 比为5/5，铜绿假单胞菌为10/0，混培养菌为5.0/5.0.

(4)混培养菌对NO-x-N、 S2-的同步去除效果优于荧光假单胞菌和铜绿假单胞菌.

参考文献
[1] 吴剑, 齐鄂荣, 程晓如, 等. 废水生物脱氮技术的研究发展[J]. 武汉大学学报(工学版), 2002, 35 (1): 76-79.
[2] 郑平, 徐向阳, 胡宝兰. 新型生物脱氮理论与技术[M]. 北京: 科学出版社, 2004. 10-20.
[3] 邓良伟, 唐一, 吴彦. 生物脱硫机理及其研究进展[J]. 上海环境科学, 1998, 17 (5): 35-39.
[4] Mahmood Q, Zheng P, Cai J, et al. Sources of sulfide in waste streams and current biotechnologies for its removal[J].Journal of Zhejiang University Science A, 2007, 8 (7): 1126-1140.
[5] Deng L W, Chen H J, Chen Z A, et al. Process of simultaneous hydrogen sulfide removal from biogas and nitrogen removal from swine wastewater[J]. Bioresource Technology, 2009, 100 (23): 5600-5608.
[6] 陈子爱, 邓良伟, 贺莉. 硫氮比对废水脱氮与沼气脱硫耦联功能菌的影响[J]. 环境科学, 2011, 32 (5): 1394-1401.
[7] 陈子爱, 邓良伟, 陈会娟, 等. 废水脱氮与沼气脱硫耦联菌株的驯化和分离[J]. 环境科学, 2008, 29 (4): 1099-1103.
[8] 施永生. 亚硝酸型生物脱氮技术[J]. 给水排水, 2000, 26 (11): 21-23.
[9] 张小玲, 彭党聪, 王志盈. 传统与短程反硝化的影响因素及特性研究[J]. 中国给水排水, 2002, 18 (9): 1-3.
[10] Mohan S V, Rao N C, Prasad K K, et al. Bioaugmentation of an anaerobic sequencing batch biofilm reactor (AnSBBR) with immobilized sulphate reducing bacteria (SRB) for the treatment of sulphate bearing chemical wastewater[J]. Process Biochemistry, 2005, 40 (8): 2849-2857.
[11] Quan X C, Shi H C, Liu H. Removal of 2,4-dichlorophenol in conventional activated sludge system through bioaugementation[J]. Process Biochemistry, 2004, 39 (11): 1701-1707.
[12] Kennes C, Mendez R, Lema J M. Methanogenic degradation of p-cresol in batch and in continuous UASB reactors[J]. Water Research, 1997, 31 (7): 1549-1554.
[13] 陈子爱. 同步脱氮除硫菌株的筛选、分离和鉴定[J]. 中国沼气, 2008, 26 (6): 3-7, 12.
[14] 陈会娟, 邓良伟, 陈子爱. 猪场废水脱氮与沼气脱硫耦联反应器的启动[J]. 环境科学学报, 2008, 28 (8): 1542-1548.
[15] 邓良伟, 郑平, 李淑兰, 等. 添加原水改善SBR工艺处理猪场废水厌氧消化液性能[J]. 环境科学, 2005, 26 (6): 105-109.
[16] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. (第四版) 北京: 中国环境科学出版社, 2002. 252-275, 319-335.
[17] Buisman C N, Wit B, Lettinga G. Biotechnological sulphide removal in three polyurethane carrier reactors: stirred reactor, biorotor reactor and upflow reactor[J]. Water Research, 1990, 24 (2): 245-251.
[18] 左剑恶, 袁琳, 胡纪翠, 等. 利用无色硫细菌氧化废水中硫化物的研究[J]. 环境科学. 1995, 16 (6): 7-10.
[19] 李远瞩, 李国学, 刁剑雄, 等. 麦秆黄原酸酯的合成条件优化及其在去除沼液中重金属的应用[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31 (9): 1848-1853.
[20] 吴华山, 郭德杰, 马艳, 等. 猪粪沼液贮存过程中养分变化[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31 (12): 2493-2499.
[21] 贡俊, 张肇铭. 脱氮硫杆菌氧化硫化氢过程中的生物氧化和化学氧化[J]. 环境科学学报, 2006, 26 (3): 477-482.
[22] 王爱杰, 杜大仲, 任南琪. 脱氮硫杆菌同步脱硫反硝化技术的关键因素研究[J]. 地球科学进展, 2004, 19 (6): 533-536.
[23] Cai J, Zheng P, Mahmooda Q. Effect of sulfide to nitrate ratios on the simultaneous anaerobic sulfide and nitrate removal[J]. Bioresource Technology, 2008, 99 (13): 5520-5527.
[24] Kleerebezem R, Mendez R. Autotrophic denitrification for combined hydrogen sulfide removal from biogas and post-denitrification[J]. Water Science and Technology, 2002, 45 (10): 349-356.
[25] Syed M, Soreanu G, Falletta P, et al. Removal of hydrogen sulfide from gas streams using biological processes-A review[J]. Canadian Biosystems Engineering, 2006, 48 (2): 2.1-2.14.
[26] 李献, 马光庭. 生物脱氮除硫(S2-)菌株的分离和特征[J]. 广西农业生物科学, 2006, 25 (1): 52-55, 64.
[27] 么兰, 郭珺, 管世敏. 一株硫化氢脱臭菌的分离、纯化与鉴定[J]. 山西农业大学学报(自然科学版), 2007, 27 (3): 267-269.
[28] 蔡靖, 郑平, 胡宝兰, 等. 脱氮除硫菌株的分离鉴定和功能确认[J]. 微生物学报, 2007, 47 (6): 1027-1031.
[29] Mahmood Q, Hu B L, Cai J, et al. Isolation of Ochrobactrum sp.QZ2 from sulfide and nitrite treatment system[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 165 (1-3): 558-565.
[30] Mahmooda Q, Zheng P, Hua B L, et al. Isolation and characterization of Pseudomonas stutzeri QZ1 from an anoxic sulfide-oxidizing bioreactor[J]. Anaerobe, 2009, 15 (4): 108-115.
[31] Buitron G, Gonzalez A. Characterization of the microorganisms from an acclimated activated sludge degrading phenolic compounds[J]. Water Science and Technology, 1996, 34 (5-6): 289-294.