不同碳源及電壓對微生物電解池脫氮性能的影響

石書銀　張雨晴　阮燕囡　徐蘇云　劉洪波

摘要：在不同電壓條件下，考察微生物電解池（MEC）對模擬沼液中不同碳源（乙酸、富里酸）和總氮的脫除效果，并分析其微生物群落結構變化。以乙酸為碳源，NO3 ? -N 幾乎完全被去除，化學需氧量（COD）去除率穩定在 72% 左右；以富里酸為碳源，NO3 ? -N 和 COD 去除率分別下降至 40%～50% 和 50%～60%。比較而言，MEC 在 0.2～0.4?V 電壓條件下 COD 和總氮去除性能更穩定；在更高的電壓（0.8?V）條件下，NO3 ? -N 的去除率最高上升至 52%，但總氮去除率下降至（32.4±3.7）%。高通量測序結果顯示，外加電壓可以有效地提高微生物菌群抵抗底物負荷沖擊的能力，并增加 MEC 反應器內的菌群特別是自養脫氮菌的多樣性和豐度。其中，自養反硝化菌Thanuera的豐度由 4.35% 增長到 7.65%；在以富里酸為碳源的 MEC 反應器中，多種厭氧脫氮細菌被激活富集，反硝化細菌Anaerolineae最大豐度為 11.16%，厭氧氨氧化菌Planctomycetota的相對豐度由對照組的 0.41% 提升至 1.59%。

關鍵詞：微生物電解池；微生物群落；沼液；富里酸；反硝化

中圖分類號：TK 02??????????? 文獻標志碼：A

Effect of different carbon sources and voltages on denitrification performance in microbial electrolysis cells

SHI Shuyin， ZHANG Yuqing， RUAN Yannan， XU Suyun， LIU Hongbo

（School ofEnvironment and Architecture， University of Shanghaifor Science and Technology， Shanghai 200093， China）

Abstract： The removal rates of different carbon sources （acetic acid， fulvic acid） and total nitrogen in simulated biogas slurry was investigated in microbial electrolysis cell （MEC） under different voltage conditions， and the changes of microbial community structure were analyzed. With acetic acid as the carbonsource， NO -Nwasalmostcompletelyremoved，andthechemicaloxygendemand （COD） removal rate was stable at about 72%. With fulvic acid as the carbon source， the NO -N and COD removalratesdroppedto 40%～50% and 50%～60%，respectively. Comparatively，theremoval efficiencies of COD and total nitrogen in MEC were more stable under the voltage of 0.2～0.4 V. Under the higher voltage of 0.8 V， the removal rate of NO -N rose to 52% but the total nitrogen removal rate droppedto （32.4±3.7）%. High-throughputsequencingresultsshowedthattheappliedvoltagecaneffectively? improve? the? ability? of? microbial? flora? to? resist? the? shock? of? substrate? loading，? and? it? alsoincrease? the? bacterial? diversity? and? abundance? in? MEC.? Among? them，? the? abundance? of? autotrophicdenitrifying bacteria Thanuera increased from 4.35% to 7.65%. In the MEC reactor with fulvic acid asthe? carbon? source，? a? variety? of? bacteria? that? play? a? role? in? anaerobic? nitrification? were? activated? andenriched， such as Anaerolineae， which abundance was increased to 11.16%. The relative abundance ofAnammox bacteria Planctomycetota was increased from 0.41% in the control group to 1.59%.

Keywords： microbial electrolysis cell; microbial community; biogas slurry; fulvic acid;denitrification

生物脫氮主要是在氨化細菌、硝化細菌和反硝化細菌的共同作用下，將污水中的有機氮和 NH -N 轉化為 N2或其他含氮物質，使其從污水或污泥中去除。傳統的硝化?反硝化脫氮工藝通常需要分別在好氧、缺氧兩個階段完成硝化、反硝化，由于反硝化對碳源的依賴，在實際脫氮工藝中，往往需要外加碳源以彌補低 C/N 污水碳源的不足。如何提高反硝化對碳源的利用率，是污水生物脫氮領域重要的科學問題[1]。

生物電化學脫氮是利用一些富集在電極表面具有電化學活性的氨氧化與反硝化微生物[2]，催化電極表面與微生物之間的電子傳遞，進而實現氨氧化與反硝化的耦聯脫氮過程[3]。在微生物電解池（microbial electrolysis cell， MEC ）中，陽極微生物利用有機物或氨氮為電子供體，電子通過外部電流通路將電子傳遞至陰極，陰極電活性微生物接收電子，用于硝酸鹽或亞硝酸鹽的還原[4]。因此， MEC 系統能夠減少反硝化對碳源的依賴。在生物電化學體系中，微生物異養脫氮和自養脫氮可以協同共存；但氨氮氧化能否被氧化為亞硝酸鹽或硝酸鹽，進而被陰極還原或者直接參與厭氧氨氧化（Anammnox ）脫氮，目前尚未明確[3]。

與此同時， MEC 脫氮體系內自養與異養脫氮途徑的協同關系，亦會受到碳源種類及外部電子供給的影響。文獻[5]報道，在 MEC 體系中添加碳源可以加強電子轉移過程，從而促進硝酸鹽的去除。然而現有研究對不同碳源的影響報道較少、具體作用機制仍不明確。例如，一些低 C/N 廢水或高含氮廢水如垃圾滲濾液、沼液、廁所黑水等[6-8]，此類廢水中含有部分腐殖質類物質，因生物可降解性差不能被反硝化菌利用，可能對反硝化過程造成負面影響[9]。另一方面，腐殖質類物質富含芳香族類、羧酸和醌類官能團，可以通過改變官能團的氧化還原價態參與電子穿梭，促進微生物利用有機或無機化合物進行氧化還原反應[10]。文獻[11]研究了 MEC 處理腐殖質類廢水的優勢， MEC 中的關鍵微生物降解酶系統可以被電流激活，且電解解離和電化學氧化/還原的同時和合作作用可以有效地去除一些難降解物質。

乙酸鈉作為最常用的碳源物質，且易被反硝化菌利用，是本實驗理想的碳源物質；而經厭氧發酵過后的沼液，殘留有機物為少量有機酸以及不易生物降解的腐殖質類等。實際上， MEC 外加電壓的高低不僅能對 MEC 脫氮產生有一定的促進作用，也可能對碳源的利用產生影響；因此，在復雜有機物參與的應用環境中，有必要針對電壓強度與碳源種類開展研究，探討其對陽極有機物氧化、陰極脫氮等生化反應的影響，目前相關研究仍然有限。因此，本研究設計在不同電壓（0.2，0.4，0.8 V ）條件下，對比不同底物（乙酸鈉、富里酸）對 MEC 脫氮效率的影響，并考察其微生物群落結構的變化。

1材料與方法

1.1微生物電解池實驗裝置

實驗所用 MEC 反應器由有機玻璃制成[6]，內徑60 mm ，高160 mm ，工作體積為450 mL，陽極和陰極分別為石墨棒（?6 mm×120 mm ）和碳氈（5×38 cm2，北京三業碳業有限公司）。為了更多地保留厭氧懸浮生物，每個反應器中加入15 g 活性炭，其平均粒徑為0.42～1.00 mm。碳氈用硝酸處理，然后卷成圓柱形并固定在圓柱形反應器中，生物陰極比表面積為42 m2/m3。MEC 與電化學工作站連接來施加直流電源電壓，對照實驗反應器構造相同，外電路為斷路狀態。

1.2 MEC 反應器啟動與運行參數設置

MEC 接種污泥取自上海松申水環境凈化有限公司的硝化池活性污泥及實驗室內的上流式厭氧反應器培養的厭氧污泥；厭氧污泥與硝化池活性污泥以體積比1∶1混合，將混合污泥接種到本實驗所設置的 MEC中，在嚴格厭氧條件下先用葡萄糖作為底物馴化一段時間，厭氧污泥和活性污泥基本性質如表1所示。 TS 為總固體占比， VS 為揮發性固體占比。設置模擬沼液的 C/N 摩爾比為2，加入硝酸鈉及氯化銨作為反硝化和厭氧氨氧化的底物；先后以乙酸鈉（ HAc）、富里酸（ FA ）作為碳源，考察 MEC同步脫氮和有機物降解特性。實驗運行階段水質和去除效果如表2所示，水力停留時間為24 h。實驗所使用的 FA 購自阿拉丁試劑，FA 化學式為C14H12O8，含量85%，其中，O/C=0.95， H/C=1.06。

培養液微量營養元素組成（ g/L）： NaCl 0.001， CaCl2·2H2O 0.001， MgSO4·7H2O 0.0041， KH2PO40.05， NaHCO30.5， FeSO4·7H2O 0.033， EDTA 0.01。控制水力停留時間（HRT ）為24 h。

1.3指標檢測及分析方法

分別采用納氏試劑分光光度法、N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法和紫外分光光度法測定進/出水 NH -N 濃度、 NO -N 濃度和 NO -N 濃度。CODCr濃度測定采用重鉻酸鉀法[12]。從反應器采集生物陰極附著污泥和懸浮污泥，對照組生物陰極污泥和懸浮污泥分別編號為 C1-DJ ，C1-XF，加電組生物陰極污泥和懸浮污泥分別編號為 E1-DJ ， E1- XF。污泥樣品 DNA 提取后，通過 Illumina 平臺進行高通量測序（上海美吉生物醫藥科技有限公司）。聚合酶鏈式反應（ PCR ）擴增的引物為515F （5-GTGCCAGCMGCCGCGG-3）和806R （5-GGA CTA CHV GGG TWTCTAAT-3），這組引物適用于大部分細菌和古菌[11]。采用 USEARCH v 7.0軟件以97%相似度閾值將高通量測序序列進行聚類分析，得到 OTU （操作分類單元），并通過美吉云線分析平臺（www.majorbio.com）進行統計分析和繪圖。

總氮（ TN ）去除速率（g/（m3·d））計算式為

式中：CTN，in為進水總氮；CTN，out為出水總氮； N 為 TN去除速率； THR為水力停留時間。

2結果與分析

2.1不同電壓條件下氨氮與硝態氮的轉化

圖1（ a ）為不同電壓對反應器出水 NO3-N 濃度變化的影響。當乙酸鈉作為碳源時，硝態氮的平均去除率達到了99%。當電壓從0.2 V 上升到0.4 V 時，NO3-N 的變化與 NH -N 有所不同；出水 NO3-N 濃度在經過短暫的降低之后，又升高到124.4 mg/L ，NO3-N 去除率在第40天達到最高的53%，之后逐漸下降到44%，與添加0.2 V 電壓時基本一致。當電壓為0.8 V 時，NO3-N 去除率由初期的45%逐漸上升至52%。對照組的 NO3-N 濃度及去除率的變化較為穩定， NO3-N 去除率基本穩定在39%。可以看出，加電組的反硝化效率隨電壓變化產生的波動較大，在改變電壓條件的初期都會出現反硝化效率驟降的現象，這可能是由于電壓的增加影響了陽極的氧化作用，并導致外電路電子的傳遞出現暫時的變化。但不論電壓如何變化，每個階段的平均反硝化效率都保持在40%以上，且當電壓為0.4～0.8 V 期間，平均反硝化效率均為47%，比0.2 V 時升高7%。

如圖1（b）所示，當乙酸鈉作為碳源時，NH -N的去除率呈現先升后降的趨勢，對照組 NH -N 的去除率呈現上升的趨勢。隨著電壓從0.2 V 增加到0.8 V ，NH -N 的去除率呈現先升后降的趨勢。加電組的平均 NH -N 去除率由0.2 V 電壓下的39%上升到0.4 V 電壓下的49%。電壓升高會增加參與生化反應的電子濃度，并提高電子在細菌胞外和電極間的轉移效率。隨著電壓繼續升高到0.8 V ，NH -N 去除率逐漸下降到38%。此外，對照組的 NH -N 去除率始終維持在33%左右。這說明電刺激會使得厭氧氨氧化微生物細胞分泌更多的胞外聚合物，由于電極電勢的原因使得氨氧化菌獲得了更快的代謝速率和增長速率[13]，從而改善了 NH -N 的陽極氧化；與此同時，電刺激條件下，大量胞外聚合物形成多級多孔的致密結構，可幫助反應體系微生物免受外界不良環境和有毒物質的干擾。而當電壓升高到一定值時 NH -N 去除率降低，這可能是因為過高的電壓對微生物產生抑制作用[14]。在本實驗中，適宜電壓應不超過0.8 V，且在0.4 V 的電壓條件下可以達到相對理想的脫氮效率。

2.2不同電壓條件下碳源的轉化

圖2反映了不同電壓下 COD 濃度及去除率變化。從圖2可知，當乙酸鈉作為碳源時，加電組和對照組的 COD 去除率相近，平均去除率分別為70.3%和71.8%。如表3所示，當底物切換為富里酸時，出水 COD 濃度升高，對照組 COD 平均去除率降低至49.2%。當加電組 MEC 電壓由0.2 V 升高到0.4 V 時， COD 平均去除率分別為55.4%和57.5%，高于對照組16.8%；而當電壓升高到0.8 V 后，加電組 COD 去除率下降至42.6%，甚至低于對照組，這與 NH -N 的變化情況相同。當電壓升高到0.8 V 后， MEC 反應體系的酶活性受到抑制，有機物的利用效率反而降低。因此，施加電壓一方面刺激微生物生長和降解污染物，另一方面過高的電流可能抑制微生物活性。也有研究認為生物陽極活性在高電流下明顯受阻，可能是由非生物氧化產生有毒化合物導致的結果[15]。

從 FA 的去除效果來看， MEC 加電反應器 COD 去除效果均高于不加電對照組，加電對富里酸的降解有促進作用。付成林等[8]研究顯示，MEC 處理垃圾滲濾液的出水紫外吸光度 E254較進水顯著下降，表明垃圾滲濾液中的芳香化程度下降，不飽和鍵類被微生物所分解，分子復雜程度降低。與胡敏酸相比而言， FA 分子量更低、芳香結構更少、親水性更強，能夠對反硝化過程發揮顯著的激勵作用，通過調控代謝過程，與反硝化微生物之間發生更活躍的相互作用，刺激參與糖酵解的關鍵酶（己糖激酶、6-磷酸果糖激酶、3-磷酸甘油醛脫氫酶和丙酮酸激酶）的活性，進而改善葡萄糖碳源的代謝[16]。

2.3 MEC 電流隨電壓的變化情況

MEC 在不同電壓（0.2，0.4，0.8 V ）下的電流變化如圖3所示。當碳源從乙酸鈉切換為富里酸，電流從0.06 mA 下降至0.001 mA，說明富里酸參與直接電子傳遞的效應不明顯， MEC 電流大小主要與底物轉化水平相關，較低的電流對應較低的碳氮轉化率。以 FA 為碳源，當調整電壓后電流在瞬間會立刻上升到最大值，經過一段時間的波動后逐漸下降，最終達到穩定值，分別為0.0003，0.03，0.05 mA。碳氈的面積為190 cm2，因此，對應的電流密度為1.58×10?5，1.58×10?3，2.63×10?3 A/m2。顯然，穩定電流隨外加電壓的增加而增加，該結果與 Ding 等[17]的研究結果一致。如前所述，較高的電流條件可能導致非生物氧化或產生有毒化合物，使得 MEC 生物陽極微生物活性受阻[15]。

MEC 的反硝化有兩種途徑，即以有機碳為電子供體的異養反硝化，或以陰極為電子源的生物電化學自養反硝化[18]； MEC 中 NH -N 和 NO -N的去除是異養反硝化、自養反硝化和厭氧氨氧化同時作用的結果。傳統反硝化 C/N 比需求大于2.5，而短程反硝化、厭氧氨氧化以及電活性反硝化的參與能降低對碳源的需求。本研究將不同階段消耗的碳源量與脫氮量摩爾比進行計算（即脫氮 C/N 比），以乙酸為碳源時 MEC 實驗組與對照組的脫氮 C/N 比分別為1.28和1.31；當底物切換為 FA，該值上升至2.44與2.65，可能與反硝化受抑制相關。當電壓從0.2 V 升高至0.8 V，脫氮 C/N 比降低至1.79，說明電活性反硝化比例的提升。

2.4微生物種群結構變化

2.4.1α多樣性指數分析

電極負載和懸浮微生物樣本的多樣性及豐度變化如表4所示。加電組生物陰極（ E1-DJ ）上的細菌豐度指標 Chao ， Ace 指數均高于對照組（ C1- DJ ），菌群多樣性指數 Shannon 高于對照組， Simpson 指數低于對照組；說明加電組生物陰極上的微生物細菌豐度和菌群多樣性均高于對照組，加電可以有效地促進電極微生物種群的生長與繁殖。加電組懸浮微生物（ E1-XF ）豐度和多樣性也高于對照組（ C1-XF ）。實驗結果說明，加電可以有效地提高微生物菌群抗底物負荷沖擊的能力，還促進了 MEC 內微生物的活性，增加了菌群多樣性和豐度。

2.4.2細菌群落結構差異性分析

高通量測序得出的細菌生物群落組成分析如圖4所示，選擇分類水平總豐度前50% OTU 進行有效統計。對于所有樣品來說， Proteobacteria 和Chloroflexi為所有反應器內的優勢菌群，兩者都是典型的反硝化及亞硝化菌[19]。Anaerolineae在對照組電極（ C1-DJ ）占絕對主導地位，其豐度最高達到47.96%，而在 MEC 加電組電極（ E1-DJ ）的豐度為10.10%；這是一種厭氧反硝化菌，說明在沒有外加電壓的情況下，Anaerolineae是對照組氮脫除起主要作用的菌種。亦有研究報道，Anaerolineae是一種具有碳水化合物水解和蛋白質水解代謝能力的細菌，常在厭氧消化系統檢出，且Anaerolinaceae菌株具有胞外電子傳遞能力，可以還原三價鐵和檸檬酸鐵[20]。因此，在Anaerolineae碳氈電極上得以富集，參與體系碳源利用以及脫氮微生物之間的電子傳遞。

對于加電組來說，除了Proteobacteria 和Chloroflexi以外， Firmicutes 和Actinobacteriota相對豐度比對照組更多且更均勻。這一結果與 Shi 等[21]所報道的一致。 Firmicutes 能利用不同的電子供體從電極上轉移電子，這可能是其在 MEC 中選擇性富集的原因。Wrighton等[22]研究結果表明， Firmicutes 在產電系統中可以獨立于外源電子穿梭，將電子轉移到陽極。Planctomycetota在 MEC 電極生物膜上的相對含量為1.59%，明顯高于對照組。厭氧氨氧化細菌 Anammox 屬于Planctomycetota，表明在 MEC 中 Anammox 菌得到了有效的富集。這一結果與其表現出的較高的 NH -N 去除率一致。

磁螺菌 Proteobacteria 、偶氮菌Azoarcus和Tauera都是β變形菌門，都可以在硝酸鹽還原條件下降解芳香族化合物[23-25]。從綱水平看，Clostridia 豐度在懸浮相分布更高， C1-XF 和 E1-XF 分別為13.98%和10.41%，其在電極上的相對豐度為5.88%和8.89%。這是一種典型的水解酸化細菌，能夠將有機物轉化成揮發性有機酸、醇、二氧化碳等，主要參與碳源的轉化利用。自養反硝化菌Thauera在加電組電極（ E1-XF ）豐度為7.65%，且Geoalkalibacter和Thauera等導電菌的相對豐度高。這說明Geoalkalibacter可能與Thauera通過導電菌毛建立共生關系，從而促進Thauera在電極上富集，加快了 MEC 中性能穩定的反硝化系統的建立，對 MEC 豐富的脫氮途徑的形成起到重要的作用。Dietzia在 MEC 陰極生物膜上的豐度為7.26%，是優勢菌屬。Dietzia屬具有廣譜的烴類降解能力，對高鹽、高堿的耐受能力較強[26]，該菌屬在加電組的選擇性富集可能是 FA 作為碳源馴化的結果。

3結論

a.本實驗體系最適電壓為0.4 V，該電壓條件下的總氮去除率和 COD 去除率達到最高。

b.以乙酸為碳源， MEC 反硝化效率高達99%以上，但氨氮去除率僅為21.5%；富里酸作為碳源可以促進氨氮的協同去除， NH -N 和 NO -N 的同步去除是異養反硝化、自養反硝化和厭氧氨氧化同時作用的結果。

c. MEC 加電可有效促進富里酸的降解，在合適的電壓條件下（0.4 V ），COD 去除率比對照組高出16.8%。

d.在以富里酸為碳源的 MEC 反應器中，多種厭氧脫氮細菌豐度均有增加，如Thanuera，Anaerolineae和Planctomycetota。

參考文獻：

[1] XU S Y， ZHANG Y Q， DUAN Y T， et al. Simultaneous removalofnitrate/nitriteandammoniainacircular microbial electrolysis cell at low C/N ratios[J]. Journal of Water Process Engineering， 2021， 40：101938.

[2] SUN H S， XU S J， ZHUANG G Q， et al. Performance and recent improvement in microbial fuel cells for simultaneous carbonandnitrogenremoval： areview[J]. Journalof Environmental Sciences， 2016， 39：242–248.

[3] XUSY，ZHANGYC，LUOLW，etal. Startup performanceofmicrobialelectrolysiscellassisted anaerobicdigester （MEC-AD） withpre-acclimated activatedcarbon[J]. BioresourceTechnologyReports， 2019， 5：91–98.

[4] CAIWW，LIUWZ，YANGCX，etal. Biocathodic methanogeniccommunityinanintegratedanaerobic digestionandmicrobialelectrolysissystemfor enhancement of methane production from waste sludge[J]. ACSSustainableChemistry & Engineering， 2016， 4（9）：4913–4921.

[5] FENG H J， HUANG B C， ZOU Y Q， et al. The effect of carbonsourcesonnitrogenremovalperformancein bioelectrochemicalsystems[J]. BioresourceTechnology， 2013， 128：565–570.

[6]詹詠， 劉賓寒， 黃嘉良， 等. DASB 反應器對脫墨廢水降解特性的影響[J].上海理工大學學報 ， 2020， 42（2）：157–162.

[7]劉洪波， 冷風， 王興戩， 等. ABR/MFC/MEC 除碳脫氮的影響因素分析與優化[J].中國給水排水 ， 2017， 33（7）：123–128.

[8]付成林 ， 伍永鋼 ， 胡謙 ， 等.負載兩種不同電極材料 MEC 處理實際垃圾滲濾液的運行特性[J].化工進展 ， 2021， 40（S2）：402–410.

[9]董晶晶， 吳迪， 馬柯， 等.好氧顆粒污泥工藝強化脫氮研究進展[J].應用與環境生物學報， 2018， 24（1）：177–186.

[10] DONG S S， LI M， CHEN Y G. Inherent humic substance promotes microbial denitrification of landfill leachate via shifting bacterialcommunity，improvingenzymeactivity and up-regulating gene[J]. Scientific Reports， 2017， 7（1）：12215.

[11] HUANGLP，CHENGSA，CHENGH. Bioelectrochemical systems for efficient recalcitrant wastes treatment[J]. JournalofChemicalTechnology & Biotechnology， 2011， 86（4）：481–491.

[12]劉新文，趙海龍，蔡欣悅，等.農村生活與生產綜合污水生物處理的 A/O 工藝啟動策略與特性研究[J].能源研究與信息， 2022， 38（2）：70–75.

[13] LIU Z， SUN D Z， TIAN H Z， et al. Enhancing biotreatment of incineration leachate by applying an electric potential in apartialnitritation-Anammoxsystem[J]. Bioresource Technology， 2019， 285：121311.

[14] PATILS A，GILDEMYNS， PANT D，etal. Alogical datarepresentationframeworkforelectricity-driven bioproductionprocesses[J]. BiotechnologyAdvances， 2015， 33（6 Pt 1）：736–744.

[15] BAEKG，SHIL，ROSSIR，etal. Theeffectof high appliedvoltagesonbioanodesof microbialelectrolysis cells in the presence of chlorides[J]. Chemical Engineering Journal， 2021， 405：126742.

[16] LI M， CHEN Y G， SU Y L， et al. Effect of fulvic acids with different characteristics on biological denitrification[J]. RSC Advances， 2016， 6（18）：14993–15001.

[17] DING A Q， YANG Y， SUN G D， et al. Impact of applied voltage on methane generation and microbial activities in an anaerobic microbial electrolysis cell （MEC）[J]. Chemical Engineering Journal， 2016， 283：260–265.

[18] HUSSAINA，MANUELM，TARTAKOVSKYB. Acomparison of simultaneous organic carbon and nitrogen removal in microbial fuel cells and microbial electrolysis cells[J]. Journal of Environmental Management， 2016， 173：23–33.

[19] CHEN W J， DAI X H， CAO D W， et al. Performance and microbial ecology of a nitritation sequencing batch reactor treatinghigh-strengthammoniawastewater[J]. Scientific Reports， 2016， 6：35693.

[20] TOMASEK A，STALEYC，WANGP，etal. Increased denitrificationratesassociatedwithshiftsin prokaryotic communitycompositioncausedbyvaryinghydrologic connectivity[J]. Frontiers in Microbiology， 2017， 8：2304.

[21] SHI M Z， ZHAO X Y， ZHU L J， et al. Elucidating the negativeeffectofdenitrificationonaromatichumic substance formation during sludge aerobic fermentation[J]. Journal of Hazardous Materials， 2020， 388：122086.

[22] WRIGHTONKC， AGBOP， WARNECKEF，etal. A novelecologicalroleoftheFirmicutesidentifiedin thermophilicmicrobialfuelcells[J]. TheISMEJournal， 2008， 2（11）：1146–1156.

[23] TANBF，JANEFOWLERS，LABANNA，etal. Comparativeanalysisofmetagenomesfromthree methanogenic hydrocarbon-degrading enrichment cultures with 41 environmentalsamples[J]. TheISMEJournal， 2015， 9（9）：2028–2045.

[24] KLEINSTEUBER S， SCHLEINITZ K M， VOGT C. Key playersand team play： anaerobic microbialcommunities inhydrocarbon-contaminatedaquifers[J]. Applied Microbiology and Biotechnology， 2012， 94（4）：851–873.

[25] XU M Y， ZHANG Q， XIA C Y， et al. Elevated nitrate enrichesmicrobialfunctionalgenesforpotential bioremediationof complexlycontaminatedsediments[J]. The ISME Journal， 2014， 8（9）：1932–1944.

[26]鄭鑫， 王蒙， 許子牧， 等. Dietzia菌隨機插入突變體文庫的構建及功能基因篩選[J].應用與環境生物學報， 2020， 26（4）：775–782.

（編輯：石瑛）