美國範棟勤， M.S.M. Jetten *和M.C.M.凡雷赫特**
生物工程系，應用科學學院，荷蘭代爾夫特大學。技術， Julianalaan 67 ，荷蘭
2828年荷蘭代爾夫特（電子郵箱： MCMvanLoosdrecht@TNW.TUDelft.NL ）
*當前地址：微生物學系科學系，大學。奈梅亨，荷蘭6525 ED鏡頭奈梅亨的
荷蘭
**通訊作者
摘要銨的治療豐富的廢水，如汙水汙泥沼氣池，可顯著
當新的改進過程，介紹了生物技術。本文結合部分
硝化過程（硝化? ）和缺氧氨氧化（厭氧氨氧化? ）工藝處理
氨豐富進水評價。在此合並過程中研究了汙泥回收利用
酒從汙水處理廠鹿特丹Dokhaven 。沙龍過程操作穩定超過2
多年來在十升CSTR中連續曝氣，以HRT為1天。氨水在汙泥白酒
轉換為53 ％ ，亞硝酸鹽只。在測試期間沒有形成硝酸鹽觀察。出水的
沙龍的過程是非常適合作為進水的厭氧氨氧化反應器。在厭氧氨氧化過程
經營作為顆粒汙泥SBR工藝過程。 80 ％以上的氨轉化為二
天然氣負荷的1.2 kgN/m3每天。 Planctomycete樣細菌為主的混合社會
厭氧氨氧化反應器，只有壹小的人口比例由好氧氨氧化
細菌。這表明，氨氧化菌在汙水沙龍進程並未
積聚在SBR法。測試期間表明，合並沙龍厭氧氨氧化系統可以工作
穩定和長期的進程是準備全面實施。
關鍵詞部分硝化;亞硝酸鹽;好氧和厭氧氨氧化;汙泥酒;沙龍
厭氧氨氧化
導言
氨是壹種最重要的組成部分廢水已被刪除
在廢水可以出院。這主要是實現了完整的氧化
硝酸鹽，和隨後的硝酸鹽還原為二氣缺氧條件下
犧牲的COD 。采用氧氣（空氣）進入廢水的氧化
銨需要大量的能源。此外，大量的COD本是
廢水往往是有限的，使購買中COD的形式甲醇必要。
由於長期汙泥硝化所需的年齡，大型反應堆（面積要求）
是必要的。其中的壹些限制，可能會繞過兩個應用
最近開發的新生物技術的進程：部分硝化的氨
亞硝酸鹽的快速增長的硝化和反硝化作用的亞硝酸鹽，以二天然氣使用氨水
作為電子供體。這樣氮去除以最小的COD和能源。
阿脫氮工藝極少使用能源和COD
圖1中的壹個基本流程擬議沙龍厭氧氨氧化的概念，已部分
在汙水處理廠實施Dokhaven ，荷蘭鹿特丹，是描繪。那個
汙泥循環水通常含有15 ％的工廠的總負荷只有1 ％的
水力負荷。氨水（ 1-1.5 gNH4氮/升）在汙泥酒采用刪除
部分氧化銨為亞硝酸鹽，亞硝酸鹽是whereafter的denitrified銨
作為電子供體。這兩個系統必不可少的這些進程最近已
水科學和技術：第1期第44卷第153-160 ?紐倫堡出版社2001年
153
在我們的開發部：沙龍 和厭氧氨氧化過程（範雷赫特
和Jetten 1998年） 。這樣，氧氣要求脫氮減少
60 ％ ，沒有需要的化學需氧量，汙泥產量邊緣化，凈二氧化碳排放量
大大減少。
氨氧化沒有生物質能保留
沙龍進程（ Hellinga等。 ， 1997年， 1999年）的運作沒有任何生物保留。
這意味著，汙泥齡（廣播電視）等於水力停留時間（ HRT ） 。在
這樣壹個系統出水濃度只有依靠增長率（ 1/SRT ）的
細菌參與，和獨立的進水濃度。在操作過程中的
沙龍過程中溫度超過25 ℃ ，快速增長的銨oxidisers
選定。但是，這些生物體有低親和力的銨（親和常數
20-40 mgNH4氮/升） 。在實踐中，這將導致在應用微生物，以廢水
相對較高的銨濃度（ ? 50-100毫克/升） 。因此，沙龍
過程是最適合處理廢水具有高濃度銨（ “ 500毫克
/升） ，而不是出水水質的關鍵。沙龍進程的汙泥消化廢水都是在30-40攝氏度的
微生物生物量沒有任何保留，因此，稀釋率可設置這樣壹個利率
硝酸銨氧化劑的增長速度不夠快留在反應堆，而亞硝酸鹽氧化菌
正在洗出。沙龍壹直在經營過程中的實驗室（ 2升反應堆）上
消化廢水超過2年。這是直接擴大到全部規模（ 1800立方米）
在那裏，它正在按照預期（穆爾德等。 ， 2001年） 。
混合微生物群落在沙龍生物量進行了調查
分子生態技術（ Logemann等。 ， 1998年） 。總DNA提取
從生物樣品及用於PCR擴增引物，具有普遍的細菌。
的PCR產物被用來建造壹個基因庫。分析表明，克隆
占主導地位的克隆（ 69 ％ ）是非常相似的硝化產堿桿菌。這是質量
和定量證實了兩個獨立的微觀方法。存在
約50-70 ％的氨氧化細菌表明使用16縣rRNA基因
有針對性的熒光寡核苷酸探針（ NEU653 ）具體的硝化物種。
硝化產堿桿菌已被描述的文學作為壹個快速成長的硝化細菌能夠
在高增長銨和硝酸鹽的濃度。美國範棟勤等人。 154
圖1執行沙龍厭氧氨氧化工藝在汙水處理廠鹿特丹Dokhaven
沙龍進程產生氨，亞硝酸鹽混合物
當沙龍反應堆是用於提供飼料的厭氧氨氧化過程中只有50 ％
對銨需要轉化為亞硝酸鹽：
硫酸銨
+ + HCO3
- + 0.75氧氣→ 0.5硫酸銨
+ + 0.5二氧化氮
- +二氧化碳+ 1.5水（ 1 ）
這反應化學計量意味著沒有額外增加的基地是必要的，因為汙泥
酒造成厭氧消化壹般將包含足夠的堿度（在
形式的碳酸氫鈉） ，以彌補生產的酸如果只有50 ％的硝酸銨是
氧化。有可能產生50:50混合銨和亞硝酸鹽的
沙龍壹直在評估過程中廣泛的實驗室系統，汙泥酒
從鹿特丹作為汙水處理廠進水。結果（圖1 ，表1 ）表明，事實上
壹個穩定的轉換是可能的。該氧化銨53 ％ ，亞硝酸鹽在1.2千克氮
負荷每立方米每天，沒有任何需要的pH值控制。氨氧化細菌的
耐受高濃度的亞硝酸鹽（ “ 0.5克二氧化氮氮/ L時，在pH 7 ） 。
對銨/亞硝酸鹽比出水沙龍過程可以靈敏
受不斷變化的反應pH值6.5和7.5之間。以這種方式準確率
充分脫氮厭氧氨氧化過程中可以得到。在實驗
期間，數個成功的測試進行（第壹階段3和5 ）的可能性進行評估
使用pH值的控制方法設置所需的銨/亞硝酸鹽比率
美國範棟勤等人。
155
表1轉換沙龍反應堆在測試期間。進水是centrate的
消化汙泥離心機在汙水處理廠鹿特丹Dokhaven （水力停留時間=廣播電視= 1天）
參數機組穩態運行***計期間（ 240四）
進水氨氮kg/m3 1.18 ± 0.14 1.17 ± 0.25
進水氮氧化物kg/m3 0 0
廢水氨氮kg/m3 0.55 ± 0.10 0.60 ± 0.20
廢水二氧化氮氮kg/m3 0.60 ± 0.10 0.55 ± 0.20
廢水硝態氮kg/m3 0 0
pH值6.7 ± 0.3 6.8 ± 1.2
NH4 - N的轉化％ 53 49
氮轉化kg/m3/d 0.63 ± 0.10 0.52 ± 0.20
圖2硫酸銨轉換沙龍反應器連續運轉。水力停留時間和廣播電視人
雙方壹天。期間1 ：啟動期，期間2,4和6穩態運行withot pH值控制，周期3
5測試期間，評估影響反應堆的pH值對轉換。 （十：氨氮的; ? ： NH4 - N的輸出; ? ：二氧化氮氮出）
出水。這壹控制的原則下，恒化器系統的使用：在不斷稀釋
利率底物濃度的汙水將不變。它已經表明，氨，而
然後銨
+是積極基板（ Hellinga等。 ， 1999年） 。如果pH值的增加，不斷
氨含量的手段降低銨水平。即通過提高pH值的數量
廢水中的銨下降迅速。結果表明：在3日和5日期間的確實是壹個
在pH值稍有變化已經導致了大量的改變出水銨/亞硝酸鹽的比例。
沒有控制的轉換已經是壹個總的“ 90 ％可以得到，因此值得懷疑
是否額外清除了pH值控制在經濟上是值得的。
在厭氧氨氧化過程
在厭氧氨氧化過程是壹個過程，其中缺氧條件下轉化為亞硝酸鹽
二天然氣銨作為電子供體：
硫酸銨
+ +二氧化氮
- →氮氣+ 2水（ 2 ）
這種細菌的厭氧氨氧化催化反應是自養，這意味著，亞硝酸鹽可
轉換為二氣，而無需使用化學需氧量或增加外部甲醇
（ Jetten等。 ， 1998年） 。在厭氧氨氧化過程中被發現存在壹個試驗性工廠安裝
的精神，錦（穆爾德等。 ， 1992年， 1995年） 。生物性質的過程可以
表明自厭氧氨氧化活性滅活由伽馬射線照射，
加熱試驗廠汙泥或孵化各種抑制劑（ Jetten等。 ， 1998年） 。
細胞可逆性抑制氧氣濃度低至0.5 ％空氣飽和度
（ Strous等。 ， 1997年， Jetten等。 ， 1998年） 。此外有人指出，亞硝酸鹽
首選的電子受體的進程。
細菌負責進程已豐富的序批式反應器
在合成培養基中銨，亞硝酸鹽和碳酸氫鈉（ Strous等。 ，
1998年， 1999年） 。增長速度（倍增時間11天）和成長率（ 0.11金視/
gNH4 - n ）的生物體是非常低的。明顯的優勢的厭氧氨氧化過程，因此
低汙泥生產。然而，壹個有效的系統，如生物量保留
SBR系統的使用將有必要保持所有的厭氧氨氧化反應器中生物量和
只要啟動時間將需要生產足夠的生物量。具體的高度最高
氮消耗率（ 0.82腎炎/ gVSS.day ） ，非常高的親和力氨水和
亞硝酸鹽（報表“ 0.1毫克? / L ）和顆粒增長使高效生物質能保留，
使設計的非常緊湊的裝置成為可能。
先前的研究表明，壹些硝化物種也能
氨氧化與亞硝酸鹽作為電子受體。缺氧或氧氣限制
條件下的反應速率小於0.08腎炎/ gVSS.day （博克等。 ， 1995年; Jetten
等。 ， 1999年;鄶， Verstraete ， 1998年;施密特，博克， 1997年;施密特，博克， 1998年; Zart ，
博克， 1998年） 。在厭氧氨氧化活性的我們的文化遠高於這壹比例。
此外，我們的文化占主導地位70 ％或以上的壹個morphotypical微生物。
結果表明有三個屬性的成員在***同的訂單
Planctomycetales ：細胞分裂的萌芽，內部細胞條塊分割的
在場的crateriform結構的細胞壁，以及存在的血脂異常
膜（ Strous等。 ， 1999年） 。基於的16S RNA分析的暫定名稱
Brocadia Anammoxidans已經提出了作為負責任的有機體的厭氧氨氧化
進程。
最近大量的氮損失（表2 ）報告了幾個汙水處理
系統（海爾默和藝術， 1998年; Hippen等。 ， 1996年;西格裏斯特等人。 ， 1998年，施密德等
基地。 ， 2000年） 。擁有非常高氮負荷和有限的空氣供應，大量的
氨損失氣體氮化合物。在這樣的系統條件可能預先美國範棟勤等人。 156
韋爾在這兩個硝化和厭氧氨氧化細菌可以***存
（施密德等人。 ， 2000年） 。借助於具體雜交探針經確定
厭氧氨氧化類細菌中存在大量的這些進程。只有在
微反應器被發現大量常規硝化。這些意見
表明，厭氧氨氧化可能是普遍的性質和可
可從許多不同的來源。
可行性研究
在最近的可行性研究報告（ Strous等。 ， 1997年）取消銨從汙泥
沼氣池廢水進行了調查與厭氧氨氧化過程。這項研究的結果
表明，化合物中的沼氣池汙水沒有產生不利影響厭氧氨氧化
汙泥。 pH值（ 7.0-8.5 ）和溫度（ 30-37 ℃ ）優化的進程良好
的範圍之內的價值預計為沼氣池廢水。實驗室實驗
規模（ 2升）流化床反應器表明，厭氧氨氧化汙泥能力
氨和亞硝酸鹽去除高效沼氣池的汙泥汙水。氮
負荷厭氧氨氧化流化床反應器，可提高由0.2千克Ntot/m3d 2.6
公斤Ntot/m3d 。由於亞硝酸鹽的限制，最大的能力沒有達到。在
實驗合成廢水，價值觀五點壹公斤Ntot/m3d已獲得
（ Jetten等。 1998年） 。
相結合，厭氧氨氧化過程和部分硝化（沙龍）
進程已成功試射利用汙泥消化池出水。沙龍反應堆
經營未經pH值控制的總氮負荷約1.2公斤N/m3每天。
對銨在沼氣池汙水汙泥轉化為53 ％ ，而pH值
控制（表1 ） 。這樣壹銨，亞硝酸鹽混合物適合厭氧氨氧化
過程產生的。出水沙龍反應堆作為進水的
厭氧氨氧化序批式反應器。亞硝酸鹽在有限的厭氧氨氧化反應器所有亞硝酸鹽
刪除，剩余銨依然存在。在測試期間的氮負荷
0.75公斤?每天每立方米（表3 ） 。活動達成價值高達0.8千克氮每公斤
幹體重每天。
壹個關鍵方面的可行性研究是可能的影響，生物量
（硝酸銨氧化劑和汙泥中的細菌酒）在進水的厭氧氨氧化
厭氧氨氧化過程的進程。稍有積累的淤泥，進水
在厭氧氨氧化反應器可產生不利影響的厭氧氨氧化過程。凈生產
的厭氧氨氧化細胞低和積累量的影響將淡化
厭氧氨氧化生物量顯著。 FISH分析表明，大多數的細菌
在厭氧氨氧化反應器的厭氧氨氧化型，只有少量的硝化原產
從沙龍的過程，可檢測。此外數額銨
氧化細菌在厭氧氨氧化出水和進水了比較。這表明
該洗出量從沙龍系統（經營無生物
美國範棟勤等人。
157
表2報告厭氧氨氧化活性和存在planctomycete像厭氧氨氧化細菌
系統進水條件魚類神經/ Amx參考
紅細胞廢水O2 -的有限+ / +西格裏斯特等人。 1998年
紅細胞滲濾液O2 -的有限+ / + Hippen等。 1996年
赫爾默1998年
滴濾銨中O2 -的有限+ / +施密德等人。 2000年
填料床銨介質缺氧- / + Ashbolt屬。商業。
流化床銨介質缺氧- / + Jetten等。 1998年
SBR法硫酸銨介質缺氧- / + Strous等。 1998年
SBR工藝汙泥酒缺氧- / +本文
保留）並沒有負面影響的厭氧氨氧化過程完成時，它是在壹個
顆粒汙泥反應器。
目前，全面實施合並沙龍厭氧氨氧化過程
評價。為此全過程設計和經濟評價了
治療汙泥汙水處理廠酒在鹿特丹Dokhaven 。這壹進程
設計給出了表4 。三起案件進行了評估，因為汙泥管理
有相當影響的流量和濃度的centrate水。直接消化
的剩余汙泥導致銨含量500 mgN /湖集中
汙泥增厚或離心消化之前給出了更高濃度銨
和較低的流動。過程而不汙泥停留（沙龍） ，主要
尺度上的水力停留時間，沙龍反應堆尺寸，因此強烈
影響更集中進水。生物膜過程基本上是尺度
實際負荷，並不會影響進水濃度。保留
時間在這裏的變量參數。由於生物膜反應器中生物膜領域主要是
確定轉換能力，顆粒汙泥型過程（如顆粒汙泥
SBR工藝，上流式厭氧汙泥床或內循環（ IC ）的反應堆）導致反應堆尺寸小得多。
基於進程的成本估算了。在此假定安裝
都必須建立在壹個新網站。這些費用應被視為絕對的指示，因為
值可以是非常具體的網站。這些費用可以比較類似計算
其他進程已測試的試驗工廠規模氮去除汙泥消化
酒類（ STOWA ， 1995年） 。為與反硝化過程甲醇
這使得估算的F 2-3/kgN拆除。在這種比較結果表明，該費用
對甲醇和曝氣脫氮平衡常規的額外投資
第二厭氧氨氧化反應器。其他生物技術（如生物膜與膜
美國範棟勤等人。 158
表3轉換的顆粒汙泥厭氧氨氧化反應器SBR法與美聯儲
nitrified汙水由壹名沙龍反應堆（表1 ）
參數機組穩態運行
測試期間，每天110
進水氨氮kg/m3 0.55 ± 0.10
進水二氧化氮氮kg/m3 0.60 ± 0.10
NH4 - N的轉化kg/m3/d 0.35 ± 0.08
NO2的氮轉化kg/m3/d 0.36 ± 0.01
廢水二氧化氮氮kg/m3 0
體積轉換。公斤Ntot/m3/d 0.75 ± 0.20
汙泥轉化公斤Ntot /公斤黨衛軍/天0.18 ± 0.03
表4維度全面沙龍-厭氧氨氧化過程的三種不同的情況下
反應器的參數股案例1案例2案例3
壹般氮負荷千克氮/天1,200 1,200 1,200
NH4 - N的濃度公斤N/m3 500 1,200 2,000
進水流量m3/day 2400 1000 600
沙龍反應器體積立方米3120 1300 780
需氧量公斤O2/day 2181 2181 2181
航空需求
*
Nm3/day 56,000 56,000 56,000
移動床體積立方米450 450 450
厭氧氨氧化反應器的水力停留時間4.5小時11月18日
顆粒汙泥體積立方米75 75 75
厭氧氨氧化反應器的水力停留時間為0.75小時1.8 3
*計算假設氧耗15 g/Nm3/mreactor
流程）有較高的投資成本和運行成本較高，由於轉換
超過硝酸鹽引起的F 5-10/kg ?刪除。為物理/化學技術的價值
的F 10-25/kg ?刪除估計。這些值可以改變大大如果如能源是
免費或低價提供。然而，預處理必須消除碳酸鹽
中的物理過程作出重大貢獻的價格。
結論
兩個新概念的脫氮廢水制定了
這大大減少了能源，化工利用的目的。使用的
合並沙龍厭氧氨氧化過程中，脫氮將不再需要
投入的化學需氧量。合並後的系統，因此，可以獨立運作。這使得
盡可能優化COD和脫氮分開。擬議的概念
考驗，長時間顯示壹個穩定的汙水，高氨氮去除
而不需要為過程控制。鑒於積極的成本計算的全面實施
可以預期在不久的將來。
鳴謝
研究氮轉化技術在財政支持
基金會的應用水研究（ STOWA ） ，該基金會為應用科學
（短期豁免書） ，皇家藝術和科學院（ KNAW ） ， DSM的主旨，帕克，和
Grontmij顧問。我們感謝我們的同事們進行富有成效的討論和合作。
參考資料
博克，大腸桿菌，施密特，壹， Stuven ，河和Zart ， 4 （ 1995年） 。氮素流失所造成的反硝化
細胞銨或使用氫氣作為電子受體。拱橋。微生物。 163 ， 16-20 。
Hellinga ，角， Schellen ， A.A.J.C. ，穆德。 J.W. ，凡雷赫特。 M.C.M.和Heijnen ， J.J. （ 1998年） 。那個
硝化過程：壹種創新的方法脫氮銨豐富的廢水。笏。
科學。技術。 37 （ 9 ） ， 135-142 。
Hellinga ，角，面包車雷赫特， M.C.M.和Heijnen ， J.J. （ 1999年） 。基於模型的設計壹種新型的進程
脫氮集中流動。數學。壓縮機。莫代爾。強啡肽。系統。 5 ， 1月13日。
赫爾默， C.和藝術，美國（ 1998年） 。同時硝化/反硝化的好氧生物膜系統。
笏。科學。技術。 37 （ 4-5 ） ， 183-187 。
Hippen ，答： ， Rosenwinkel ，鎖眼，鮑姆加滕灣和Seyfried葉酸（ 1996年） 。有氧deammonification ： 1
新的治療體會廢水。笏。科學。技術。 35 （ 10 ） ， 111-120 。
Jetten ， M.S.M. ，非洲之角， S.J.和Van雷赫特， M.C.M. （ 1997年） 。建立壹個更加可持續的城市
廢水處理系統。笏。科學。技術。 35 （ 9 ） ， 171-180 。
美國範棟勤等人。
159
表5費用估算為沙龍厭氧氨氧化過程的三個案件中提到的表4
參數股案例1案例2案例3
氮負荷千克氮/天1,200 1,200 1,200
流M3/day 2400 1000 600
濃度kg/m3 500 1,200 2,000
投資的KF 4983 3997 3603
折舊的KF /年528 433 393
維修的KF /年101 90 83
個人的KF /年24 24 24
***計D物磷的KF /年653 547 500
電力的KF /年181 167 163
總成本的KF /年834 714 663
每千克氮成本除去f 2月30日1.97 1.83
Jetten ，的MSM ， Strous先生，範德加萊Schoonen ， KT公司， Schalk ，學者，範棟勤，研究，凡德格拉夫，機管局，
Logemann ，南， Muyzer灣，範雷赫特， M.C.M.和Kuenen ， J.G. （ 1998年） 。厭氧氧化
硫酸銨。 FEMS觀測微生物。評論22 ， 421-437 。
Logemann ，南， Schantl ，學者， Bijvank ，南，凡雷赫特，多芯片組件， Kuenen ， JG和Jetten ， M.S.M. （ 1998年） 。
分子微生物多樣性的硝化反應器系統中汙泥停留。 FEMS觀測微生物
生態27 ， 239-249 。
加上原有的A ， （ 1992年） 。缺氧氨氧化美國專利427849 （ 5078884 ）的美國專利。
穆爾德，答： ，凡德格拉夫，機管局，羅伯遜，洛杉磯和Kuenen ， JG （ 1995年） 。厭氧氨氧化
發現了反硝化流化床反應器。 FEMS觀測微生物生態。 16 ， 177-83 。
穆爾德，金威，凡雷赫特，多芯片組件， Hellinga ，角和Van肯潘，河（ 2001年） 。全面應用
沙龍處理拒絕水的消化汙泥脫水。笏。科學。技術。 ，
43 （ 11 ） ， 127-134段。
西格裏斯特閣下， Reithaar ， S.和萊斯，第（ 1998年） 。氮素損失在硝化輪流承辦治療銨
沒有豐富的滲濾液有機碳。笏。科學。技術。 37 （ 4-5 ） ， 589-591 。
施密德先生， Twachtmann ，美國，克萊因先生， Strous ，先生， Juretschko ，南， Jetten先生，梅茨格，學者， Schleifer ，鎖眼
和瓦格納先生（ 2000年） 。分子水平的證據，屬不同的細菌能夠催化
厭氧氨氧化。系統。應用微生物。 23 ， 93-106 。
Stowa （ 1995年） 。治療氮豐富返回流動汙水處理廠（在荷蘭） 。 STOWA報告
95-08 ，烏得勒支荷蘭。
Strous先生，範Gerven ，東平，卓， Kuenen ， JG和Jetten ， M.S.M. （ 1997年） 。銨免職
廢物流集中的厭氧氨氧化（厭氧氨氧化）過程中不同
反應器的配置。笏。水庫。 31日， 1955年至1962年。
Strous先生，範Gerven ，大腸桿菌， Kuenen ， JG 。和Jetten ， M.S.M. （ 1997年） 。有氧和微
條件對厭氧氨氧化（厭氧氨氧化）汙泥。應用。環境。微生物。 63 ，
2446年至2448年。
Strous先生， Heijnen ， J.J. ， Kuenen ， J.G.和Jetten ， M.S.M. （ 1998年） 。在序批式反應器作為壹個強有力的
工具研究非常緩慢增長的微生物。應用。微生物。生物工程。 50 ， 589-596 。
Strous先生，富爾斯特，學者，克萊默，大腸桿菌， Logemann ，南， Muyzer灣，範德雙人舞，光，韋伯，河， Kuene ， J.和
Jetten先生（ 1999年） 。失蹤lithotroph確定為新的planctomycete 。自然400 ， 446-449 。
Strous先生， Kuenen ， J.G.和Jetten ， M.S.M. （ 1999年） 。關鍵生理厭氧氨氧化。
應用。環境。微生物。 65 ， 3248-3250 。
凡雷赫特， M.C.M.和Jetten ， M.S.M. （ 1998年） 。微生物轉換脫氮。
笏。科學。技術。 38 （ 1 ） ， 1-7 。
美國範棟勤等人。