2014, Vol. 
对硝基苯胺(p-nitroaniline)是印染、 橡胶、 制药、 塑料和油漆等行业的重要原料，是印染工业的中间体，在环境中很难被微生物降解且对水生生物和高等动物有很强的毒性[1, 2, 3, 4]. 对硝基苯胺对环境的污染一直被人们所关注，美国、 日本等国家将其列入主要监测项目或优先监测污染物[5]，在我国也被列为环境中的重点污染物[6].
对硝基苯胺工业废水的处理方法主要有物理化学法和生物法[7, 8, 9, 10]. 微生物修复法相对物理化学方法更加环保且成本低廉，有更广泛的应用前景. 目前，关于对硝基苯胺降解菌研究较少且集中在常规高效降解菌的研究[10, 11, 12, 13]. 但对硝基苯胺作为染料工业的中间体，含对硝基苯胺的废水中常常含有高盐，微生物由于受到对硝基苯胺与高盐度的双重毒害作用，而使传统生物处理方法的效率大大降低. 主要表现在：①高盐可以导致生物活性降低，甚至造成微生物胞浆分离[14, 15]. ②废水中的TOC和COD去除率随着盐浓度升高而下降，造成出水水质下降[16, 17]. 因此，常规条件下获得的微生物并不适合处理高盐对硝基苯胺废水的处理[18]，而目前尚鲜有关于高盐降解菌的研究报道.
本研究从农药厂活性污泥中分离到1株能以对硝基苯胺作为单一碳源和氮源生长代谢的高效降解菌S8. 发现该菌株在5% NaCl条件下，可以较好地降解对硝基苯胺. 该菌株的发现，为生物修复对硝基苯高盐工业废水提供了较好的应用前景.
对硝基苯胺纯度≥98%(天津市光复精细化工研究所)； 甲醇HPLC级色谱纯(Sigma-Aldrich公司)； 高效液相色谱仪Agilent 1260(美国安捷伦公司)； 液质联用仪 LCMS-8030(日本岛津公司).
LB液体培养基(per liter)：胰蛋白胨(Tryptone)10 g，酵母提取物(Yeast extract)5 g，氯化钠(NaCl)10 g.
LB固体培养基(per liter)：胰蛋白胨(Tryptone)10 g，酵母提取物(Yeast extract)5 g，氯化钠(NaCl)10 g，琼脂(agar)15 g.
MSM基础无机盐培养基(per liter)：氯化钠(NaCl)1 g，磷酸氢二钾(K2HPO4)1 g，硫酸铵[(NH4)2SO4]1 g，硫酸镁(MgSO4 ·7H2 O)0.2 g，1 mL缓冲盐溶液. 缓冲盐溶液(per liter)：硫酸亚铁(FeSO4 ·7H2 O)1 g，氯化锰(MnCl2 ·4H2 O)1 g，硫酸锌(ZnSO4 ·7H2 O)1 g. pH 7.0.
称取所采农药厂活性污泥5 g加到含100 mg ·L-1对硝基苯胺的50 mL基础无机盐培养基中，于28℃，180 r ·min-1 的恒温摇床振荡培养24 h，用平行划线法将培养液划线涂布于含100 mg ·L-1对硝基苯胺的LB固体培养基上，在28℃的恒温培养箱倒置培养2~3 d； 挑取形态不同的单菌落用十字划线法接种于LB固体培养基恒温培养，同法纯化2~3次直至分离得到单一菌株. 分别测定各菌株对对硝基苯胺的降解能力，取其中降解率最高的1株为本实验所用菌株.
在生物显微镜下观察菌株形态、 大小等特征，参照伯杰氏细菌鉴定手册对菌株生理生化指标进行测定.
使用天根生化科技有限公司的TIANamp Bacteria DNAkit提取菌株DNA，采用通用引物(即上游引物为：5′-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3′； 下游引物为：5′-AAGGAGGTGATCCAGCCGCA-3′)对其进行扩增，PCR扩增条件为：94℃预变性5 min； 94℃变性30 s，55℃退火30 s，72℃延伸75 s，30个循环后72℃延伸7 min. PCR产物回收并克隆后，将菌液送至北京六合华大基因科技股份有限公司测序. 序列同GenBank数据库中基因序列进行BLAST比对，用MEGA5.0构建系统进化树.
用接种环从4℃保存的斜面上挑取一环细菌S8，接到含50 mL LB液体培养基的灭菌三角瓶中，于28℃，180 r ·min-1 摇床培养至对数生长期，4 000 r ·min-1 离心10 min，弃上清液，加入无菌水洗涤，同法反复洗涤3次. 将菌体稀释为吸光度为1.0(D600)的菌悬液. 取1 mL转接到含49 mL基础盐溶液的250 mL三角瓶中(溶液中对硝基苯胺初始浓度为60 mg ·L-1)，置于28℃，180 r ·min-1 摇床培养，72 h 后检测菌液D600及对硝基苯胺浓度. 下面将采用此法分别检测不同因子对S8降解对硝基苯胺的影响.
测定温度(25、 28、 31、 34、 37和40℃)对菌株S8生长及降解对硝基苯胺的影响. 初始条件：MSM溶液中对硝基苯胺初始浓度为60 mg ·L-1. 72 h 后检测菌液D600及对硝基苯胺的浓度，同时以不接S8的MSM溶液作为空白对照.
测定pH(4、 5、 6、 7、 8、 9和10)对菌株S8生长及降解对硝基苯胺的影响. 初始条件：MSM溶液中对硝基苯胺初始浓度为60 mg ·L-1，温度为31℃. 72 h 后检测菌液D600及对硝基苯胺的浓度，同时以不接S8的MSM溶液作为空白对照.
测定对硝基苯胺初始浓度(60、 120、 180、 240、 300及360 mg ·L-1)对菌株S8降解对硝基苯胺的影响. 初始条件：MSM溶液中对硝基苯胺初始浓度为60 mg ·L-1，温度为31℃，pH为6.0. 72 h 后检测对硝基苯胺的浓度，同时以不接S8的MSM溶液作为空白对照.
测定不同NaCl浓度(0.1%、 0.5%、 1%、 3%、 5%、 7%、 10%)的MSM溶液对菌株S8生长及降解对硝基苯胺的影响. 初始条件：MSM溶液中对硝基苯胺初始浓度为60 mg ·L-1，温度为31℃，pH为6.0. 72 h 后检测菌液D600及对硝基苯胺的浓度，同时以不接S8的MSM溶液作为空白对照.
以上实验均重复3次，数据分析取其平均值.
用LC-MS法分别检测72 h 菌液及不接S8的MSM溶液(空白对照)，找出菌液中的产物峰并确定产物分子量； 将所得的产物谱图与对应的标准品进行比对分析，进一步确定产物名称.
用LC-MS法分析鉴定对硝基苯胺的降解产物. ESI离子源； 正、 负离子模式采集数据； 扫描范围80~160m/z,干燥气N2流速为15 L ·min-1.
通过富集培养、 分离纯化，从农药厂活性污泥中分离得到对对硝基苯胺降解率最高的菌株S8(表1). 在7% NaCl和10% NaCl条件下，S8能够以对硝基苯胺作为单一碳源和氮源生长. 在LB固体培养基上，菌落较大，粗糙，呈乳白色，不透明. 在显微镜下观察，菌体形态为杆状，单个或链状排列，无荚膜，能运动，大小为(0.7～0.8)μm×(2～3)μm.
 | 表1 菌株S8的部分生理生化特征 Table 1 Physiological and biochemical characteristics of strain S8 |
分析测序结果可知，菌株S8的16S rDNA序列全长为1 542 bp，GenBank登录号为KF278709. 将其序列在GenBank中进行BLAST比对，选取其中与菌株S8的16S rDNA相似性高的基因序列，用MEGA5.0构建系统发育树(图 1). 其中，与Bacillus subtilis strain Bs(NO. KF278709.1)的序列相似性为99%. 结合其形态学及生理生化特征，初步确定S8为Bacillus subtilis.
 | 图 1 菌株S8的系统发育树
Fig.1 Phylogenetic tree of strain S8 and related species based on 16S rDNA
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温度对S8的生长和对硝基苯胺降解的影响如图 2所示. 当温度在25~40℃范围内时，S8生长和对硝基苯胺的降解随温度变化有相似规律，降解率 和D600值随温度的不断升高先升高后下降. 31℃时，菌株的生长及对对硝基苯胺的降解率均达到最大值.
 | 图 2 温度对S8生长和对硝基苯胺降解的影响 Fig.2 Effect of temperature on the growth and p-nitroaniline degradation of S8 |
pH对S8的生长和对硝基苯胺降解的影响如图 3所示. 从中可知，当pH范围为4~10 时，S8的生长和对硝基苯胺的降解状况均较好，并且菌株生长和对硝基苯胺的降解随pH的变化有相似的规律，降解率和D600值随pH的不断升高先升高后下降. 当pH为6.0 时，S8的生长和对硝基苯胺的降解情况达到最佳. pH过酸或过碱时，菌株生长缓慢且对硝基苯胺降解率有明显下降.
 | 图 3 pH值对S8生长和对硝基苯胺降解的影响 Fig.3 Effect of pH value on the growth of S8 and p-nitroaniline degradation of S8 |
对硝基苯胺初始浓度对降解率的影响如图 4所示. 从中可知，当对硝基苯胺浓度为60 mg ·L-1 和120 mg ·L-1 时，72 h 后，实际浓度分别为：20.6 mg ·L-1和53 mg ·L-1(降解率分别为65.6%和55.8%)； 而当对硝基苯胺初始浓度达到360 mg ·L-1 时，
 | 图 4 对硝基苯胺初始浓度对降解率的影响
Fig.4 Effect of p-nitroaniline concentration on the degradation
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72 h后实际浓度为331.9 mg ·L-1(降解率为7.8%). 结果表明，S8对不同浓度的对硝基苯胺都有一定的降解能力，随着对硝基苯胺浓度的提高，S8对其降解率逐渐降低. 当底物浓度过高时，可以为菌株生长代谢提供足够的碳源和氮源，但对菌株有一定的毒性作用[19]，使其降解能力受到抑制.
NaCl含量对S8的生长和对硝基苯胺降解的影响如图 5所示. 从中可知，当NaCl含量在0.1%~7%的范围内时，S8的生长情况和对硝基苯胺的降解情况均较好，统计结果表明，NaCl含量从0.1%升高到3%或从1%升高到7%时，降解率之间没有显著性差异，S8能在较宽的盐度范围内保持对对硝基苯胺较好的降解效果. 当NaCl含量继续升高达到10%时，对硝基苯胺降解率有明显下降. 这表明S8有较宽的盐度耐受范围且能耐受高盐环境.
 | 图 5 NaCl含量对S8生长和对硝基苯胺降解的影响
Fig.5 Effect of salinity on the growth of S8 and p-nitroaniline degradation of S8
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通过LC-MS对菌株S8降解对硝基苯胺的产物进行检测，比较样品与空白对照的检测结果，发现菌液谱图比对照中多出分子量分别为88 (a)、 94 (b)、 98 (c)、 102 (d)、 110 (e) 及112 (f) 的化合物，初步推断其为对硝基苯胺的降解产物. 各个化合物的质谱图如图 6所示，其中，分子量为94和110的化合物分别与苯酚及对苯二酚的分子量及保留时间一致，说明苯酚及对苯二酚是对硝基苯胺的两种降解产物.
 | 图 6 对硝基苯胺降解产物的质谱图 Fig.6 Mass spectra of the biodegradation products of p-nitroaniline degradation |
枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis)主要分布在土壤及腐败的有机物中，在污水处理中有非常广泛的应用，尤其是在含染料工业废水的生物降解中有重要作用. Zissi 等[20,21]利用枯草芽孢杆菌处理纺织工业废水中的偶氮染料； Itoh 等[22]发现枯草芽孢杆菌可降解部分蒽醌类染料； Azmi 等[23]也有关于枯草芽孢杆菌可降解三氯甲烷染料的报道. 至今尚鲜见枯草芽孢杆菌降解对硝基苯胺的报道，本研究分离得到1株枯草芽孢杆菌S8，该菌能以对硝基苯胺作为唯一碳源、 氮源生长，72 h 内能降解65.6%的60 mg ·L-1 对硝基苯胺，这是枯草芽孢杆菌降解对硝基苯胺的首次报道.
研究表明，微生物对污染物的降解，受到微生物自身的生长及降解酶的制约，而微生物的生长与酶的活性都与温度密切相关[24]. 当环境温度较低时，微生物生长代谢较为缓慢，酶产量少，对污染物降解效率低，随着温度升高，代谢趋于旺盛，受污染物诱导产生的降解酶增多，降解效率随之提高[25]. 由图 2结果推断，31℃是S8的最佳生长温度及其降解酶的最适降解温度，此时S8体内降解酶产量多或活性高，因而对对硝基苯胺的降解效果最好达到64.0%. 当温度高于或低于最适生长和降解温度时，随着温度升高或降低，S8生长比较缓慢且其降解酶活性逐渐降低，导致对硝基苯胺降解率的逐渐下降. 温度为25℃和40℃时，降解率仅为20.9%及17%.
培养环境的pH值会影响菌株对营养物质的吸收利用和酶的活性,从而影响菌株对对硝基苯胺的降解. 图 3结果表明，pH 6.0 时S8生长最旺盛且对硝基苯胺降解率最高，当pH高于或低于6.0 时，菌株生长缓慢，降解酶活性受到酸性或碱性环境的抑制，导致其对对硝基苯胺的降解率降低. 另外，pH过酸或过碱时还会破坏细胞表面电位[26]，甚至导致细胞结构发生改变，也直接导致S8对对硝基苯胺降解能力下降，当pH为4和10时，对硝基苯胺降解率均低于20%.
国内外有关对硝基苯胺降解菌的报道较少，已报道菌株存在降解对硝基苯胺的浓度普遍较低，降解速率慢，需要添加外来碳源等问题. Khalid等[10]从活性污泥中筛选到3株对硝基苯胺的降解菌：Acinetobacter sp.、 Citrobacter freundii 和 Klebsiellaoxytoca，经过好氧混合培养，72 h 内可降解100 μmol ·L-1(13.8 mg ·L-1)对硝基苯胺； Zeyer 等[11]在纯培养条件下，分离到1株假单胞菌Pseudomonas sp.strain P6,该菌在pH 7.0、 28℃条件下，8 d后可降解73%的1.5 mmol ·L-1(207 mg ·L-1)对硝基苯胺； 沈晓莉等[13]从污泥中分离到1株对硝基苯胺降解菌Microbacterium sp.PNA8,该菌在pH 7.0、 30℃及添加0.4 g ·L-1酵母膏的培养基中能将0.3 mmol ·L-1(41.4 mg ·L-1)对硝基苯胺在4 d 内降解完全. 图 4表明，菌株S8能在72 h 内降解65.6%的60 mg ·L-1和55.8%的120 mg ·L-1对硝基苯胺. 与已报道的菌株相比，S8对降解对硝基苯胺的培养条件要求低，在不添加外来碳源的条件下能处理较高浓度的底物浓度，且降解速率快，能耐受高盐，在实际应用中具有较大的优势.
对硝基苯胺主要用于染料工业，此类化工废水中常常含有高盐[27]. 高盐含量影响菌株细胞数量，从而降低菌株对底物的降解率，当环境中盐含量过高时，部分细菌不能维持细胞渗透压平衡而脱水死亡，且不同的盐含量会引起不同数量的细菌发生脱水死亡[28]. 另外，盐含量的变化会干扰细菌从环境中吸收自身生长所需物质,当盐含量过高时，细菌的物质吸收被阻断，导致其生长及功能受到抑制甚至死亡. 图 5表明，菌株S8随着盐含量的不断提高，其D600值及对对硝基苯胺的降解率均逐渐下降. 对硝基苯胺是S8生长的唯一碳源和能源物质，当NaCl含量过高时，S8由于利用对硝基苯胺的过程被阻断而导致其生长受到抑制，也使其对对硝基苯胺的降解率降低. 盐含量对S8降解对硝基苯胺的影响与已报道的鞘氨醇单胞菌降解多环烷烃[29]的规律相似. 目前，利用高盐降解菌处理工业废水中的有毒物质的研究较多，已报道的有利用高盐降解菌降解烷烃和芳香烃[30]、 甲醛[31]、 菲[32]、 苯酚[33, 34, 35]、 硝基苯[36,37]和3,4-二氯苯胺等[38]. 菌株S8是首株能去除对硝基苯胺的耐高盐降解菌，S8可作为对硝基苯胺工业废水生物降解的新菌株，由于工业废水中盐度范围波动大[14]，S8能耐受较宽的盐度范围是其应用于废水处理的一大优势.
目前，关于微生物降解对硝基苯胺的降解产物方面鲜见报道，降解途径及机制尚不明确. 本研究中采用LC-MS法对其降解产物进行初步分析，发现样品中比空白对照中多出相对分子质量分别为88、 94、 98、 102、 110及112的化合物，初步推断其为对硝基苯胺的6种降解产物. 将各个化合物的分子量分别在谱库中检索，发现分子量为94和110的化合物分别与苯酚及对苯二酚分子量一致，同时这两种化合物的保留时间与苯酚及对苯二酚标准品的保留时间相同，说明对硝基苯胺的降解产物中含有苯酚及对苯二酚. 另外4种相对分子质量的化合物还未鉴定出其化合物名称，需要进行进一步的研究.
(1)通过菌种富集培养分离纯化获得1株能利用对硝基苯胺作为唯一碳源和能源生长的菌株S8，对其形态学特征、 生理生化指标测定及16S rDNA进行分析，初步确定为枯草芽孢杆菌(Bacillus subtilis).
(2)S8生长和降解对硝基苯胺的最佳条件为：温度31℃，pH 6.0. 在此条件下，S8在72 h内对60 mg ·L-1对硝基苯胺的降解率为65.6%，对120 mg ·L-1和180 mg ·L-1的对硝基苯胺的降解率分别为55.8%和42.1%.
(3)S8能耐受高浓度的 NaCl含量，且在高盐条件下对对硝基苯胺有较好的降解效果. 当NaCl含量为5%和7%时，降解率分别为52.7%和49.5%； 而当NaCl含量为10%时，降解率降为27.4%.
(4)通过LC-MS法对菌株S8降解对硝基苯胺的产物进行分析，共得到6种相对分子质量不同的化合物，其中两种为苯酚和对苯二酚，另外4种尚不明确，需进行进一步探讨.
| [1] | Ozturk A, Abdullah M I. Toxicological effect of indole and its azo dye derivatives on some microorganisms under aerobic conditions[J]. Science of the Total Environment, 2006, 358 (1-3): 137-142. |
| [2] | Pinheiro H M, Touraud E, Thomas O. Aromatic amines from azo dye reduction: status review with emphasis on direct UV spectrophotometric detection in ile industry wastewaters[J]. Dyes and Pigments, 2004, 61 (2): 121-139. |
| [3] | Saupe A. High-rate biodegradation of 3-and 4-nitroaniline[J]. Chemosphere, 1999, 39 (13): 2325-2346. |
| [4] | Weisburger J H. Comments on the history and importance of aromatic and heterocyclic amines in public health[J]. Mutation Research, 2002, 506-507 (250): 9-20. |
| [5] | 周文敏. 环境优先化合物[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1989. |
| [6] | 杨彬, 雷乐成. 混合培养微生物好氧降解对硝基苯胺的特性研究[J]. 环境工程, 2003, 21 (3): 73-75. |
| [7] | Chakinala A G, Gogate P R, Burgess A E, et al. Industrial wastewater treatment using hydrodynamic cavitation and heterogeneous advanced Fenton processing[J]. Chemical Engineering Journal, 2009, 152 (2-3): 498-502. |
| [8] | Sarasa J, Roche M P, Ormad M P, et al. Treatment of a wastewater resulting from dyes manufacturing with ozone and chemical coagulation[J]. Water Research, 1998, 32 (9): 2721-2727. |
| [9] | Hu W Y, Zheng Z, Zheng S R, et al. Degradation of p-nitroaniline by ultrasound and zero-valent iron[J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2005, 6 (3): 28-36. |
| [10] | Khalid A, Arshad M, Crowley D E. Biodegradation potential of pure and mixed bacterial cultures for removal of 4-nitroaniline from ile dye wastewater[J]. Water Research, 2009, 43 (4): 1110-1116. |
| [11] | Zeyer J, Kearney P C. Microbial Metabolism of 14C-Nitroaniline to 14C-Carbon Dioxide[J]. Agricultural and Food Chemistry, 1983, 31 (2): 304-308. |
| [12] | Qureshi A, Verma V, Kapley A, et al. Degradation of 4-nitroaniline by Stenotrophomonas strain HPC 135[J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2007, 60 (4): 215-218. |
| [13] | 沈晓莉, 王健鑫, 陈小龙, 等. 一株对硝基苯胺降解菌Microbacterium sp. PNA8的分离鉴定及其降解条件研究[J]. 微生物学通报, 2009, 36 (10): 1496-1500. |
| [14] | Peyton B M, Wilson T, Yonge D R. Kinetics of phenol biodegradation in high salt solutions[J]. Water Research, 2002, 36 (19): 4811-4820. |
| [15] | Kapardar R K, Ranjan R, Grover A, et al. Identification and characterization of genes conferring salt tolerance to Escherichia coli from pond water metagenome[J]. Bioresource Technology, 2010, 101 (11): 3917-3924. |
| [16] | Kargi F, Diner A R. Enhancement of biological treatment performance of saline wastewater by halophilic bacteria[J]. Bioprocess Engineering, 1996, 15 (1): 51-58. |
| [17] | Kargi F. Empirical models for biological treatment of saline wastewater in rotating biodisc contactor[J]. Process Biochemistry, 2002, 38 (3): 399-403. |
| [18] | Manu B, Chaudhari S. Decolorization of indigo and azo dyes in semicontinuous reactors with long hydraulic retention time[J]. Process Biochemistry, 2003, 38 (8): 1213-1221. |
| [19] | Morasch B, Annweiler E, Warthmann R J, et al. The use of a solid adsorber resin for enrichment of bacteria with toxic substrates and to identify metabolites: degradation of naphthalene, O-, and m-xylene by sulfate-reducing bacteria[J]. Journal of Microbiological Methods, 2001, 44 (2): 183-191. |
| [20] | Zissi U, Lyberatos G, Pavlou S. Biodegradation of p-aminoazobenzene by Bacillus subtilis under aerobic conditions[J]. Journal of Industrial Microbiology and Biotechnology, 1997, 19 (1): 49-55. |
| [21] | Zissi U, Lyberatos G. Azo-dye biodegradation under anoxic conditions[J]. Water Science and Technology, 1996, 34 (5-6): 495-500. |
| [22] | Itoh K, Yatome C, Ogawa T. Biodegradation of anthraquinone dyes by Bacillus subtilis[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 1993, 50 (4): 522-527. |
| [23] | Azmi W, Sani R K, Banerjee U C. Biodegradation of triphenylmethane dyes[J]. Enzyme and Microbial Technology, 1998, 22 (3): 185-191. |
| [24] | 谷洁, 李生秀, 秦清军, 等. 农业废弃物静态高温堆腐过程中的生物化学变化[J]. 中国农业科学, 2005, 38 (8): 1699-1705. |
| [25] | Ye J S, Yin H, Qiang J, et al. Biodegradation of anthracene by Aspergillus fumigatus[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 185 (1): 174-181. |
| [26] | 梁梦晓, 倪晋仁. SBR中好氧颗粒污泥的培养及特性研究[J]. 应用基础与工程科学学报, 2009, 17 (4): 502-512. |
| [27] | Bromley-Challenor K C A, Knapp J S, Zhang Z, et al. Decolorization of an azo dye by unacclimated activated sludge under anaerobic conditions[J]. Water Research, 2000, 34 (18): 4410-4418. |
| [28] | Kargi F, Uygur A. Biological treatment of saline wastewater in an aerated percolator unit utilizing halophilic bacteria[J]. Environmental Technology,1996, 17 (3):325-330. |
| [29] | Chen J L, Wong M H, Wong Y S, et al. Multi-factors on biodegradation kinetics of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) by Sphingomonas sp. a bacterial strain isolated from mangrove sediment[J]. Marine Pollution Bulletin, 2008, 57 (6-12): 695-702. |
| [30] | Bertrand J C, Amallah M, Acquaviva M, et al. Biodegradation of hydrocarbons by an extremely halophilic archaebacterium[J]. Letters in Applied Microbiology, 1990, 11 (5): 260-263. |
| [31] | Azachi M, Henis Y, Oren A, et al. Transformation of formaldehyde by a Halomonas sp.[J]. Canadian Journal of Microbiology, 1995, 41 (6): 548-553. |
| [32] | McMeekin T A, Nichols P D, NicholsD S, et al. Biology and biotechnological potential of halotolerant bacteria from Antarctic saline lakes[J]. Experientia, 1993, 49 (12): 1042-1046. |
| [33] | Woolard C R, Irvine R L. Treatment of hypersaline wastewater in the sequencing batch reactor[J]. Water Research, 1995, 29 (4): 1159-1168. |
| [34] | Woolard C R, Irvine R L. Biological treatment of hypersaline wastewater by a biofilm of halophilic bacteria[J]. Water Environment Research, 1994, 66 (3): 230-235. |
| [35] | Hinteregger C, Streichsbier F. Halomonas sp., a moderately halophilic strain, for biotreatment of saline phenolic waste-water[J]. Biotechnology Letters, 1997, 19 (11): 1099-1102. |
| [36] | Zheng C L, Qu B F, Wang J, et al. Isolation and characterization of a novel nitrobenzene-degrading bacterium with high salinity tolerance: Micrococcus luteus[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 165 (1-3): 1152-1158. |
| [37] | 厉阗, 钱坤, 肖伟, 等. 嗜盐拟香味菌Y6降解硝基苯的特性研究[J]. 环境科学, 2013, 34 (2): 753-759. |
| [38] | Li T, Deng X P, Wang J J, et al. Biodegradation of 3, 4-dichloroaniline by a novel Myroides odoratimimus strain LWD09 with moderate salinity tolerance[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2012, 223 (3): 3271-3279. |