微生物法去除高氯酸盐的研究进展

冯 杲，王 倩，张媛媛，郭延凯，朱明霞，廉 静，杨景亮，郭建博

（1.河北科技大学环境科学与工程学院，河北石家庄 050018；2.河北省污染防治生物技术实验室，河北石家庄 050018）

高氯酸盐是一种持久性污染物，高溶解性，难挥发，存在于地下水和地表水以及土壤中。高氯酸盐主要来源于工业生产，如军火工业、航空航天等军事工业，同样在生产高氯酸盐的排放废水中也发现高氯酸盐的存在［1］。高氯酸盐一旦进入人体内，能竞争性地抑制人体甲状腺对碘的吸收，从而影响甲状腺的生理功能，减少甲状腺激素的分泌，进而影响人正常的新陈代谢，危害人类健康［2］。

高氯酸盐的污染问题日益严重，美国多地域发现高氯酸盐的污染。美国加利福尼亚州洛杉矶的饮用水源中检测ClO－4的质量浓度最高达到了2μg／L［3］。KIRK 等在德克萨斯州7个超市中购买的牛奶样品中检测到了高氯酸盐的存在［4］。中国是烟火制造和消费大国，在部分水厂的源水以及出厂水中的高氯酸盐含量较高［5－6］。鉴于高氯酸盐的危害性及其对人体健康的影响，美国环保署建议饮用水中高氯酸根的质量浓度应小于1μg／L［7－9］。因此，对高氯酸盐污染进行有效去除已经成为国内外研究热点。目前，高氯酸盐的去除方法主要有物化法和微生物法，其中物化法包括吸附法、离子交换法、膜技术和化学还原等方法。物化法耗资大，不能彻底去除高氯酸盐；微生物法去除高氯酸盐的效率高，使高氯酸盐转化为无毒害的氯离子，具有可行性，因此受到越来越多的关注。

1 高氯酸盐生物降解机理

1.1 降解机理

高氯酸盐和氯酸盐的还原过程如下式所示［10］：

高氯酸盐还原为氯酸盐和氯酸盐还原为亚氯酸盐的过程都是由高氯酸盐还原酶来催化完成的。亚氯酸盐被亚氯酸盐歧化酶歧化生成氧气和氯离子。由于高氯酸盐降解菌兼性厌氧的本性，O2不会在过程中积累。1 mol ClO－4转化为1 mol Cl－需要8 mol电子，且需要细胞色素C作为电子传递体［11］。

高氯酸盐菌还原高氯酸盐可在高氯酸盐或者氯酸盐存在下实现［12］，氯酸盐菌还原氯酸盐不能通过降解高氯酸盐来实现［13］。

在氯酸盐异养还原菌中，已经提出了硝酸盐还原酶和氯酸盐还原酶各自的途径［14］。如从P.chloritidismutans菌中分离纯化出氯酸盐还原酶［13］。氯酸盐菌AzospiraoryzaeGR－1 中的高氯酸盐还原酶可还原高氯酸盐和氯酸盐［15］。在其他的不能还原高氯酸盐的氯酸盐还原菌中发现了唯一的氯酸盐还原酶。根据最新研究，I.dechloratans菌中氯酸盐的还原发生在周质区域，以6kDa的细胞色素C蛋白质作为膜上结合的氧化还原物质与周质里可溶的氯酸盐还原酶两者之间的电子传递体［16］。

从高氯酸盐菌中得到的高氯酸盐还原酶与从氯酸盐菌中得到的氯酸盐还原酶在亚基表现以及基因序列上是不同的［17］。当细菌厌氧条件下以高氯酸盐生长时，比在好氧或厌氧条件下以氯酸盐或者硝酸盐生长有明显的氯酸盐还原酶活性［18］。亚氯酸盐歧化酶活性的大小是采用直接测定亚氯酸盐降解率来确定的。在好氧硝酸盐生长条件下亚氯酸盐降解率虽然小但仍可测量；而适应了氯酸盐或者高氯酸盐的细胞的亚氯酸盐降解速率要大很多，但以氯酸盐和以高氯酸盐生长这两种情况相互之间没有明显的不同［19］。

SON 等对亚氯酸盐歧化酶基因序列分析后得出以Fe作电子供体与以氢或者乙酸盐作电子供体培养的菌很相似［20］。XU 等发现菌KJ的亚氯酸盐歧化酶活性受亚氯酸盐浓度影响很明显，且亚氯酸盐歧化酶的活性是在厌氧条件下利用氯酸盐来诱导产生的［21］。XU 等发现高氯酸盐还原酶对氧敏感，有氧条件下的半衰期大约是2～3d［19］。WOLTERINK 等也发现氯酸盐还原酶对氧气敏感。因此在缺氧条件下可提纯酶。亚氯酸盐歧化酶不受氧影响，但是PRB菌中的亚氯酸盐歧化酶在好氧条件下，即使有氯酸盐和亚氯酸盐存在也不会产生活性［13］。

另外，尽管许多PRB菌能利用高氯酸盐和硝酸盐呼吸，但是结果表明在Dechlorosomasp.KJ菌中，高氯酸盐的降解和反硝化途径是分开的。在Dechlorosomasp.KJ中，已经得知分别存在高氯酸盐降解的酶和硝酸盐还原酶。

1.2 菌的种类

高氯酸盐降解菌在自然界中普遍存在，单菌多从含高氯酸盐的河流和土壤中分离得到。目前分离得到的56种高氯酸盐还原菌属于变形菌门中的α，β，γ和ε亚类［22］。其中多数已知高氯酸盐降解菌属于β－变形菌纲，可利用硝酸盐、高氯酸盐、氯酸盐和O2作为电子受体。高氯酸盐降解菌多数属于红环菌目中的红环菌科，为菌属Dechloromonas和Dechlorosoma［23］。

根据电子供体不同，高氯酸盐还原菌还可分为异养微生物和自养微生物。高氯酸盐异养还原菌以有机物作为碳源和电子供体。如VIGLIOTTA 等从高度污染河流中分离得到分别属于β变形菌门的Dechlorosoma属和α变形菌门的Dechlorospirillum属的2株菌［24］。XIAO 等从去除高氯酸盐和硝酸盐的FBR 反应器中分离得到属于Azoarcus和Denitromonas菌属的菌株［25］。吴春笃等从镇江江滨和镇江新区污水处理厂的活性污泥中分别分离得到菌株JD14和JD125。这些菌株都属于高氯酸盐异养还原菌［26］。而高氯酸盐自养还原菌以无机碳作为碳源，用S0和H2等作为电子供体。如SHROUT 等从受高氯酸盐污染的军队弹药厂的地下水和土壤样品中，驯化分离得到了2株氢高氯酸盐自养降解菌Dechloromonassp.JDS5 和Dechloromonassp.JDS6［27］。MILLER 等从利用氢的菌群中分离得到Dechloromonassp.JM 菌株［28］。

2 高氯酸盐还原的影响因素

2.1 电子供体

乙酸盐是目前最常用的电子供体。SHROUT等以乳酸为电子供体，加入1／1化学计量数的电子供体要比2／1和4／1条件下高氯酸盐的降解速率缓慢，降解程度小。当加入的电子供体充足，分子氧的存在不会限制高氯酸盐的还原［29］。KUCHARZYK等选用乙酸盐、琥珀酸盐、乳酸盐和酪蛋白氨基酸分别作为电子供体对细菌生长的影响做了研究，发现乙酸盐和琥珀酸盐在细胞最大表观增长速率相似，比其他两种碳源下生长快［30］。研究表明流化床生物膜反应器在加入氢作为电子供体情况下可产生持续的高氯酸盐的降解［28，31－32］。2006年，SON 等在间歇式生物反应器中，以Fe0为电子供体来处理质量浓度为65mg／L高氯酸盐，8d内完全降解［33］。

2.2 pH 值

多数的高氯酸盐还原菌生长和最佳的高氯酸盐还原是在pH 值为6.8～7.2范围的中性环境下进行的［11］。WANG 等研究了高氯酸盐微生物降解及其pH 值影响下的动力学，高氯酸盐被还原的pH值范围在5.0～9.0之间［34］；然而，单位质量菌对高氯酸盐的去除在不同pH 值下明显不同，且在pH值为7.0时有最大去除率。推测pH 值影响酶活性归因于以下3个原因：1）环境中pH 值的变化改变了酶活性区域上的基本官能团和酸的离子形式；2）pH 值的变化改变了酶的三维形状；3）环境中的pH值影响了底物上的离子团，因此造成底物对酶的亲和力不同。钱慧静等在生物法降解高氯酸盐及其优化的研究中，采用驯化好的厌氧活性污泥，泥量质量浓度为1.0g／L，温度为35 ℃，醋酸盐质量浓度为1.2g／L，ClO－4初始质量浓度为50mg／L；实验考察了pH 值为6，7，8，9，10条件下高氯酸盐的降解情况。结果表明，pH 值为6和10时高氯酸盐的去除效果较差，24h去除率分别为12.7%和17.8%，当pH 值在7～9时高氯酸盐的去除效果良好，pH 值为8时高氯酸盐的去除效果最好，24h去除率达到97.9%，说明在过酸和过碱条件下微生物的活性都会受到抑制［35］。

2.3 温度

高氯酸盐的还原发生在较宽的温度范围，该温度范围在10～40℃［36－37］。DUGAN 等进行20个月的厌氧生物反应器对高氯酸盐废水处理的中试试验，考察了温度对高氯酸盐去除效率的影响［37］。进水温度从1.4～30℃变化，结果表明在10℃以上微生物法去除高氯酸盐到2μg／L是可行的，且出水高氯酸盐浓度与温度变化相反。该结果表明10 ℃是一个有效的生物高氯酸盐还原的临界阈值温度。吴春笃等用菌株JD14 和JD125在不同温度下来降解高氯酸盐，结果表明降解高氯酸盐的最适温度在24～30 ℃，温度高于35 ℃或者低于15 ℃时降解速率明显降低［26］。

2.4 氧条件

众所周知，氧是高氯酸盐呼吸菌优先选用的电子受体。高氯酸盐还原在缺氧条件下发生，高氯酸盐还原酶对氧敏感，亚氯酸盐歧化酶不受氧的影响［10］。ATTAWAY 等 在 严 格 厌 氧 菌Wolinella succinogenesHAP－1降解高氯酸盐的过程中通入空气，发现该过程被立即终止，通气达到12h以上就会永久地破坏菌还原高氯酸盐的能力［38］。SONG等研究了高浓度氧下暴露的Dechlorosomasp.KJ菌，在小于8h下该菌可恢复具有还原高氯酸盐的能力，但当暴露时间超过12h 后就丧失了还原能力［39］。Pseudomonassp.PDA 菌是一个例外，它可在氧气存在下还原氯酸盐［17］。

2.5 硝酸盐对高氯酸盐降解的影响

对于高氯酸盐降解菌来说，大多数情况下，硝酸盐的存在会使细菌的停滞期延长［40］。高氯酸盐的还原开始发生在硝酸盐完全去除条件下。由于硝酸盐能加快细菌的生长速率，在硝酸盐存在条件下有望增加高氯酸盐的降解速率［19］。HERMAN 等发现从有机土壤中分离到的高氯酸盐降解菌可以同时降解高氯酸盐和硝酸盐，但是在硝酸盐存在下高氯酸盐的还原略有降低［41］。XU 等研究了Dechlorosomasp.KJ菌在以硝酸盐和高氯酸盐为电子受体的生理特性，当该菌预先在氯酸盐或高氯酸盐条件下生长后，该菌几乎没有反硝化活性；当该菌在以硝酸盐作为电子受体生长，该菌也不能立即降解高氯酸盐［19］。实验结果表明Dechloromonassp.KJ菌在降解高氯酸盐和硝酸盐的途径是不同的，这两个途径都是在各自化合物（高氯酸盐或者硝酸盐）下诱导产生的。CHOI等采用2个相同的固定床生物膜反应器，在不同流模式下研究了硝酸盐对高氯酸盐还原的影响，接种了经过SBR 反应器驯化好的悬浮固体。A 反应器为单分散塞流，B 为内部再循环。在加入硝酸盐之前，1 000μg／L 高氯酸盐为电子受体，7mg／L乙酸盐为电子供体。硝酸盐抑制实验，2个反应器均加入10mg／L NO3－N，此时加入乙酸盐为50 mg／L，C／N 为2／1；接 下 来 加 入16 mg／L NO3－N，此 时 加 入 乙 酸 盐 为100 mg／L，C／N 为2.5／1。结果显示，没有加硝酸盐之前，2 个反应器出水ClO－4的质量浓度（下同）均为4μg／L。当加入10mg／L NO3－N，A 反应器出水ρ（ClO－4）为（14±31）μg／L，B 反应器出水ρ（ClO－4）为（1±1）μg／L。NO3－N 质 量 浓 度 为16 mg／L 时，A 反 应 器 出 水ρ（ClO－4）为19μg／L，B 反 应 器 出 水ρ（ClO－4）为6μg／L［42］。CHOI等发现在硝酸盐与高氯酸盐等物质的量存在下，硝酸盐的存在使得高氯酸盐的降解速率比不含硝酸盐条件下的减少了30%［42］。

3 微生物法高氯酸盐降解的应用

高氯酸盐的生物处理技术包括生物膜法、膜生物法以及电化学法。

生物膜法从反应器角度包含了流化床和固定床。XIAO 等用2 个串联的FBR 中试流化床反应器处理经离子交换树脂再生后的高氯酸盐和硝酸盐的卤水，填料为粒级颗粒活性炭，加入的乙酸盐为能完全降解硝酸盐和高氯酸盐所需乙酸盐化学计量数的1.5倍，经过反应器1后硝酸盐基本被完全去除，再经过反应器2后高氯酸盐也基本被完全去除［25］。VENKATESAN 等联合了流化床反应器和生物反应器，流化床中含有树脂，生物反应器中的细菌培养液持续地通过流化床来对树脂进行再生。结果证实了凝胶型离子交换树脂再生的可行性，且再生后的树脂可再次使用和反复再生［43］。CHOI等研究了固定床膜反应器的反洗以及不同进水DO 对高氯酸盐还原的影响。当进水DO 质量浓度为3.5mg／L，电子供体不够多，经过强烈反洗后没有观察到高氯酸盐的还原，相同条件下不经过反洗高氯酸盐达到60%的去除率［44］。推测原因是在可检测到的DO浓度条件下，大的微生物菌聚集体的积累产生了可还原高氯酸盐的厌氧区域；经过反洗后会去除这些微生物聚集体，因而在有DO 条件下使得高氯酸盐的还原变得困难。MILLER 等采用了氢填充床生物膜反应器，持续进含高氯酸盐的水溶液以及含体积分数5%H2和CO2的混合气体，反应器接种了高氯酸盐氢自养降解菌群。该反应器前10天进水高氯酸盐质量浓度为50 mg／L，接下来进水变为760 μg／L低质量浓度的高氯酸盐，在超过140d运行过程中，恒定的水力负荷为0.45cm／min，在水力停留时间为1.1～1.3min内，有（38±9）%（质量分数）的高氯酸盐被去除，且平均去除速率为230 mg／（L·min）［28］。

除了生物膜法外，膜生物法也被广泛采用。van GINKEL等使用氢膜生物反应器来还原硝酸盐和高氯酸盐，并进行了微生物菌群分析［45］。NERENBERG 等研究了5个氢自养的MBfRs，其中反应器1—反应器4加入氧与硝酸盐，反应器5只加入氧。结果表明PCRB在5个反应器中存在，与进水中是否有高氯酸盐无关；即使加入的高氯酸盐浓度低，也能使反应器中的高氯酸盐降解菌的活性和数量增多。只加氧要比加氧和硝酸盐的反应器高氯酸盐降解的更快，且出水中的高氯酸盐浓度较低，说明相比硝酸盐，氧是更好的主要电子受体［46］。MATOS等采用离子交换膜生物反应器（IEMB）研究了受污染引用水中高氯酸盐和硝酸盐的同时去除，初始的质量分数ClO－4为10－7（100ppb），NO－3为6×10－5（60ppm），实验结果ClO－4和NO－3去除率分别为96.5%和99.6%［47］。与其他反应不同的是该去除速率不依赖于生物降解速率，而是取决于目标离子通过膜的转移速率［46］。

离子交换被一致认为是处理低浓度高氯酸盐的最有前景的处理方法之一，然而使用过的树脂因其负载了高氯酸盐成为了危险的待处理的物质，经济有效的方法就是对其进行再生。VENKATESAN等研究了负载着高氯酸盐的凝胶型离子交换树脂的生物再生，生物反应器中包含了高氯酸盐降解菌液，FBR反应器中用来对树脂进行再生。对树脂进行了3次循环再生，结果表明再生后的树脂的效率和稳定性都很好，证实了再生方法的可行性［43］。WANG 等直接对负载在树脂上的高氯酸盐进行了微生物降解，同时完成了树脂再生和高氯酸盐的降解［48］。

4 结 语

相比于传统的物化法而言，生物法具有经济高效的特点。但该方法在中国的研究仍处于起步阶段，国外的研究尚不够成熟，许多机理还有待进一步探讨。目前的研究趋于以下几个方向：1）高氯酸盐降解菌的筛选及菌的特性研究；2）高氯酸盐降解过程中的机理研究；3）对生物反应器的结构与性能研究，优化过程中的条件，使其更有利于高氯酸盐的生物降解；4）离子交换与生物法降解的联合应用研究。生物法去除高氯酸盐是一项具有较高效益的工程技术，具有非常广阔的应用前景。

／References：

［1］ NOZAWA－INOUE M，SCOW K M，ROLSTON D E.Reduction of perchlorate and nitrate by microbial communities in vadose soil［J］.Applied and Environmental Microbiology，2005，71（7）：3928－3934.

［2］ CAO Jiasheng，ELLIOTT D，ZHANG Weixian.Perchlorate reduction by nanoscale iron particles［J］.Journal of Nanoparticle Research，2005，7（4／5）：499－506.

［3］ SNYDER S A，PLEUS R C，VANDERFORD B J，et al.Perchlorate and chlorate in dietary supplements and flavor enhancing ingredients［J］.Analytica Chimica Acta，2006，567（1）：26－32.

［4］ KIRK A B，SMITH E E，TIAN K，et al.Perchlorate in mill［J］.Environmental Science ＆ Technology，2003，37（21）：4979－4981.

［5］ 刘勇建，牟世芬，林爱武，等.北京市饮用水中溴酸盐、卤代乙酸及高氯酸盐研究［J］.环境科学，2004，25（2）：51－55.LIU Yongjian，MOU Shifen，LIN Aiwu，et al.Investigation of bromate，haloacetic acids and perchlorate in Beijing＇s drinking water［J］.Environmental Science，2004，25（2）：51－55.

［6］ 刘勇建，牟世芬.离子色谱在饮用水消毒副产物及高氯酸盐分析中的应用［J］.环境污染治理技术与设备，2004，5（3）：1－8.LIU Yongjian，MOU Shifen.Application of ion chromatography in the analysis of disinfection by－products and perchlorate in drinking water［J］.Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control，2004，5（3）：1－8.

［7］ STOKER T E，FERRELL J M，LAWS S C，et al.Evaluation of ammonium perchlorate in the endocrine disruptor screening and testing program′s male pubertal protocol：Ability to detect effects on thyroid endpoints［J］.Toxicology，2006，228（1）：58－65.

［8］ STRAWSON J，ZHAO Qiyu，DOURSON M.Reference dose for perchlorate based on thyroid hormone change in pregnant women as the critical effect［J］.Regulatory Toxicology and Pharmacology：RTP，2004，39（1）：44－65.

［9］ CRUMP C，MICHAUD P，TÉLLEZ R，et al.Does perchlorate in drinking water affect thyroid function in newborns or schoolage children？［J］.Journal of Occupational and Environmental Medicine，2000，42（6）：603－612.

［10］ RIKKEN G B，KROON A G M，van GINKEL C G.Transformation of（per）chlorate into chloride by a newly isolated bacterium：Reduction and dismutation［J］.Applied Microbiology and Biotechnology，1996，45（3）：420－426.

［11］ COATES J D，MICHAELIDOU U，BRUCE R A，et al.Ubiquity and diversity of dissimilatory（per）chlorate－reducing bacteria［J］.Applied and Environmental Microbiology，1999，65（12）：5234－5241.

［12］ WEELINK S A B，TAN N C G，ten BROEKE H，et al.Isolation and characterization of Alicycliphilus denitrificans strain BC，which grows on benzene with chlorate as the electron acceptor［J］.Applied and Environmental Microbiology，2008，74：6672－6681.

［13］ WOLTERINK A F W M，SCHILTZ E，HAGEDOORN P L，et al.Characterization of the chlorate reductase fromPseudomonaschloritidismutans［J］.Journal of Bacteriology，2003，185：3210－3213.

［14］ MALMQVIST A，WELANDER T，MOORE E，et al.Ideonella dechloratans gen.nov.，sp.nov.，a new bacterium capable of growing anaerobically with chlorate as an electron acceptor［J］.Systematic and Applied Microbiology，1994，17（1）：58－64.

［15］ KENGEN S W M，RIKKEN G B，HAGEN W R，et al.Purification and characterization of（per）chlorate reductase from the chlorate－respiring strain GR－1［J］.Journal of Bacteriology，1999，181：6706－6711.

［16］ BÄCKLUND A S，BOHLIN J，GUSTAVSSON N，et al.Periplasmic c cytochromes and chlorate reduction inIdeonel－ladechloratans［J］.Applied and Environmental Microbiology，2009，75（8）：2439－2445.

［17］ STEINBERG L M，TRIMBLE J J，LOGAN B E.Enzymes responsible for chlorate reduction byPseudomonassp.are different from those used for perchlorate reduction byAzospirasp.［J］.FEMS Microbiology Letters，2005，247（2）：153－159.

［18］ O＇CONNOR S M，COATES J D.Universal immunoprobe for（per）chlorate－reducing bacteria［J］.Applied and Environmental Microbiology，2002，68（6）：3108－3113.

［19］ XU Jianlin，TRIMBLE J J，STEINBERG L，et al.Chlorate and nitrate reduction pathways are separately induced in the perchlorate－respiring bacteriumDechlorosomasp.KJ and the chlorate－respiring bacteriumPseudomonassp.PDA ［J］.Water Research，2004，38（3）：673－680.

［20］ SON A，SCHMIDT C J，SHIN H，et al.Microbial community analysis of perchlorate－reducing cultures growing on zerovalent iron［J］.Journal of Hazardous Materials，2011，185（2／3）：669－676.

［21］ XU Jianlin，LOGAN B E.Measurement of chlorite dismutase activities in perchlorate respiring bacteria［J］.Journal of Microbiological Methods，2003，54（2）：239－247.

［22］ COATES J D，ACHENBACH L A.Microbial perchlorate reduction：Rocket－fueled metabolism［J］.Nature Reviews Microbiology，2004，2（7）：569－580.

［23］ ACHENBACH L A，MICHAELIDOU U，BRUCE R A，et al.Dechloromonas agitata gen.nov.，sp.nov.and Dechlorosoma suillum gen.nov.，sp.nov.，two novel environmentally dominant（per）chlorate－reducing bacteria and their phylogenetic position［J］.International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiology，2001，51（2）：527－533.

［24］ VIGLIOTTA G，MOTTA O，GUARINO F，et al.Assessment of perchlorate－reducing bacteria in a highly polluted river［J］.International Journal of Hygiene and Environmental Health，2010，213（6）：437－443.

［25］ XIAO Yeyuan，ROBERTS D J，ZUO Geyan，et al.Characterization of microbial populations in pilot－scale fluidized－bed reactors treating perchlorate－and nitrate－laden brine［J］.Water Research，2010，44（14）：4029－4036.

［26］ 吴春笃，郭 静，许小红.高氯酸盐降解菌的分离鉴定及特性研究［J］.生态环境学报，2010，19（2）：281－285.WU Chundu，GUO Jing，XU Xiaohong.Isolation and identification of perchlorate－degrading bacteria and its characteristics［J］.Ecology and Environmental Sciences，2010，19（2）：281－285.

［27］ SHROUT J D，SCHEETZ T E，CASAVANT T L，et al.Isolation and characterization of autotrophic，hydrogen－utilizing，perchlorate－reducing bacteria［J］.Applied Microbiology and Biotechnology，2005，67（2）：261－268.

［28］ MILLER J P，LOGAN B E.Sustained perchlorate degradation in an autotrophic，gas－phase，packed－bed bioreactor［J］.Environmental Science and Technology，2000，34（14）：3018－3022.

［29］ SHROUT J D，PARKIN G F.Influence of electron donor，oxygen，and redox potential on bacterial perchlorate degradation［J］.Water Research，2006，40（6）：1191－1199.

［30］ KUCHARZYK K H，CRAWFORD R L，PASZCZYNSKI A J，et al.A method for assaying perchlorate concentration in microbial cultures using the fluorescent dye resazurin［J］.Journal of Microbiological Methods，2010，81（1）：26－32.

［31］ GIBLIN T L，HERMAN D C，FRANKENBERGER W T.Removal of perchlorate from ground water by hydrogen－utilizing bacteria［J］.Journal of Environmental Quality，2000，29（4）：1057－1062.

［32］ NERENBERG R，RITTMANN B E，NAJM I.Perchlorate reduction in a hydrogen－based membrane－biofilm reactor［J］.American Water Works Association，2002，94（11）：103－114.

［33］ SON A，LEE J，CHIU P C，et al.Microbial reduction of perchlorate with zero－valent Iron［J］.Water Research，2006，40（10）：2027－2032.

［34］ WANG Chao，LIPPINCOTT L，MENG Xiaoguang.Kinetics of biological perchlorate reduction and pH effect［J］.Journal of Hazardous Materials，2008，153（1）：663－669.

［35］ 钱慧静，奚胜兰，何 平，等.生物法降解高氯酸盐及其优化研究［J］.环境科学，2009，30（5）：1402－1407.QIAN Huijing，XI Shenglan，HE Ping，et al.Biological reduction of perchlorate and optimization［J］.Environmental Science，2009，30（5）：1402－1407.

［36］ FULLER M E，HATZINGER P B，CONDEE C W，et al.Combined treatment of perchlorate and RDX in ground water using a fluidized bed reactor［J］.Groundwater Monitoring and Remediation，2007，27（3）：59－64.

［37］ DUGAN N R，WILLIAMS D J，MEYER M，et al.The impact of temperature on the performance of anaerobic biological treatment of perchlorate in drinking water［J］.Water Research，2009，43（7）：1867－1878.

［38］ ATTAWAY H，SMITH M.Reduction of perchlorate by an anaerobic enrichment culture［J］.Journal of Industrial Microbiology，1993，12（6）：408－412.

［39］ SONG Y，LOGAN B E.Effect of O2exposure on perchlorate reduction byDechlorosomasp.KJ［J］.Water Research，2004，38（6）：1626－1632.

［40］ TAN Kui，ANDERSON T A，JACKSON W A.Degradation kinetics of perchlorate in sediments and soils［J］.Water Air and Soil Pollution，2004，151（1／2／3／4）：245－259.

［41］ HERMAN D C，FRANKENBERGER W T.Bacterial reduction of perchlorate and nitrate in water［J］.Journal of Environmental Quality，1999，28（3）：1018－1024.

［42］ CHOI H，SILVERSTEIN J.Inhibition of perchlorate reduction by nitrate in a fixed biofilm reactor［J］.Journal of Hazardous Materials，2008，159（2／3）：440－445.

［43］ VENKATESAN A K，SHARBATMALEKI M，BATISTA J R.Bioregeneration of perchlorate－laden gel－type anion－exchange resin in a fluidized bed reactor［J］.Journal of Hazardous Materials，2010，177（1／2／3）：730－737.

［44］ CHOI Y C，LI Xu，RASKIN L，et al.Effect of backwashing on perchlorate removal in fixed bed biofilm reactors［J］.Water Research，2007，41（9）：1949－1959.

［45］ van GINKEL S W，LAMENDELLA R，KOVACIK W P，et al.Microbial community structure during nitrate and perchlorate reduction in ion－exchange brine using the hydrogen－based membrane biofilm reactor（MBfR）［J］.Bioresource Technology，2010，101（10）：3747－3750.

［46］ NERENBERG R，KAWAGOSHI Y，RITTMANN B E.Microbial ecology of a perchlorate－reducing，hydrogen－based membrane biofilm reactor［J］.Water Research，2008，42 （4／5）：1151－1159.

［47］ MATOS C T，VELIZAROV S，CRESPO J G，et al.Simultaneous removal of perchlorate and nitrate from drinking water using the ion exchange membrane bioreactor concept［J］.Water Research，2006，40（2）：231－240.

［48］ WANG Chao，LIPPINCOTT L，MENG Xiaoguang.Feasibility and kinetics study on the direct bio－regeneration of perchlorate laden anion－exchange resin［J］.Water Research，2008，42（18）：4619－4628.