一个降解染料的希瓦氏菌新种――中国希瓦氏菌

铁还原菌希瓦氏菌菌株全文共四篇示例，供读者参考第一篇示例：铁还原菌希瓦氏菌菌株是一种特殊的细菌，它具有强大的还原能力，可以利用铁离子作为电子受体进行代谢活动。

这种细菌在地下矿物资源的富集和回收中发挥着重要作用，被广泛应用于生物矿山和生物浸出等领域。

本文将介绍铁还原菌希瓦氏菌菌株的特点、分类、应用及未来研究方向，以便更好地了解这一有益的微生物。

一、希瓦氏菌菌株的特点希瓦氏菌菌株是一类铁还原细菌，通常生长在缺氧环境下，其代表菌株是Shewanella oneidensis MR-1。

这种菌株能够利用铁离子还原为可溶性铁(II)，从而在缺乏氧气的环境中进行呼吸作用。

希瓦氏菌菌株还具有良好的电子传递能力，可以与电极产生直接接触，并进行电催化反应。

希瓦氏菌菌株的生长速度较快，适应性强，对环境条件的变化具有一定的耐受性。

这使得它在各种复杂环境中都能够生存并发挥作用。

希瓦氏菌菌株能够利用多种底物进行代谢活动，包括酸性物质、有机物质等，具有较强的适应性和生物多样性。

希瓦氏菌菌株可以根据其代谢特点、生长条件、形态结构等特征进行分类和鉴定。

通过这些分类方法，可以更好地了解和研究希瓦氏菌菌株的生物学特性和应用潜力。

希瓦氏菌菌株还可以应用于生物还原电解池、生物燃料电池等领域。

它们具有良好的电子传递能力，可以作为电极与环境中的底物直接接触，实现电催化反应。

这种特点使得希瓦氏菌菌株在清洁能源的生产和环境修复中具有潜在的应用价值。

1.生物矿山和生物浸出技术的优化和应用。

通过研究希瓦氏菌菌株的代谢途径和调控机制，优化其在金属矿石的浸出和尾矿资源的回收中的应用效果，提高生产效率和矿产资源回收率。

2.生物还原电解池和生物燃料电池的研究与应用。

探索希瓦氏菌菌株在电催化反应中的作用机制，优化其在清洁能源生产和环境修复中的应用效果，推动生物电化学技术的发展和应用。

3.希瓦氏菌菌株的遗传改造和基因工程研究。

通过遗传改造和基因工程技术，改良希瓦氏菌菌株的代谢途径和电子传递能力，提高其在矿物资源利用和能源生产中的应用效果，实现其在工业生产中的广泛应用。

希瓦氏菌在双槽式微生物燃料电池中同时产电与脱色的研究及应用倪超;陈博彦;吴意珣;卢英华【摘要】采用厦门本土产电菌希瓦氏菌(Shewanella xiamenensis BC01),在染料脱色的刺激产电条件下,比较应用其微生物燃料电池的可能性.在补强能源基质的条件与海生菌肉汤配方进行产电驯化作用,量化评估生物膜形成的产电与脱色的优劣,经由交流阻抗图谱获得产电机制.在不同培养基条件下,量化希瓦氏菌的稳定电压及优化条件,并推论高盐条件下电导、溶液电阻、产电模式及机制.结果表明,最高输出电压随着周期数增加而趋于稳定,其平均电压为278.9 mV,溶液电阻为30.73 Ω,电荷转移电阻为176Ω/cm2;在一个运行周期内,希瓦氏菌均能在每个周期内完全脱色,最大比生长速率(SGR)为0.778 4 h-1,最大比脱色速率(SDR)为82.63 mg/(L·h),且微生物的染料脱色和生物产电两者彼此为竞争关系;随着电极间距的增大,希瓦氏菌微生物燃料电池的电导和盐度均不断地上升,发现电极间距在12.4 cm为最佳,希瓦氏菌的最适pH范围是5.3～7.0.研究希瓦氏菌在双槽式微生物燃料电池中的性能有利于同时产电与处理染料,此点对染料废水污染处理同时能源回收再利用确实具有永续发展的实质意义.【期刊名称】《厦门大学学报（自然科学版）》【年(卷),期】2014(053)003【总页数】9页(P404-412)【关键词】希瓦氏菌;双槽式微生物燃料电池;染料脱色【作者】倪超;陈博彦;吴意珣;卢英华【作者单位】厦门大学化学化工学院,福建厦门361005;台湾宜兰大学化工与材料工程学系,台湾宜兰26047;厦门大学化学化工学院,福建厦门361005;厦门大学化学化工学院,福建厦门361005【正文语种】中文【中图分类】TK6;TM911.45希瓦氏菌属（Shewanella）最早被 MacDonell［1］发现，属于革兰氏阴性菌，兼性厌氧菌，呈棒状.大部分希瓦氏菌来源于海洋，少部分是由废水、沉淀物和腐殖物中筛选而来，希瓦氏菌属包含了超过40个的希瓦氏菌种.希瓦氏菌能将有机物转换成能量，目前逐渐在医学、环境科学、电化学、海洋生物学等多个领域受到重视，国内外对其研究主要集中在生理功能方面.已有研究报道，希瓦氏菌易于适应环境，适用于处理废水、高密度产电和研究病原体特征的生物学功能.希瓦氏菌由于其呼吸类型多样性已成为最重要的产电微生物之一.Shewanella putrefaciens最早被韩国科学家Kim等［2］发现，研究表明，在没有氧化还原介体的环境中，S.putrefaciens能够氧化乳酸产电.Kim 等［3］采用循环伏安法（CV）对 S.putrefaciens IR21的电化学活性进行研究，并以其为催化剂；发现不用氧化还原介体，直接加入燃料后，电池电势有明显提高，S.putrefaciens IR21的电势可达0.15V；当负载为1kΩ的电阻时，最大电流为0.04 mA.此外，Ringeisen等［4］发现S.oneidensis DSP10在微型燃料电池装置中产生电能.Gorby等［5］在S.putrefaciens MR－1产电时发现了纳米导线，并且适用于无介体的微生物燃料电池（MFC），位于细胞膜外的细胞色素具有良好的氧化还原性能，可在电子传递的过程中起到介体的作用，由于纳米导线本身就是细胞膜的一部分，不存在氧化还原介体对细胞膜的渗透问题，有助于设计无介体的高性能MFC.目前国内外学者对希瓦氏菌在生物产电方面的研究主要以Luria－Bertani培养基（LB）为营养源.由于LB价格昂贵，不具经济可行性，而且新近文献指出LB中亦含有核黄素之产电介体，在研究上具有干扰产电的作用，其成分较为复杂，营养成分含量太高［6－7］，对脱色中间物的判别、脱色菌产电性能等方面的评估上势必产生交互影响作用.因此本研究以海生菌肉汤（MB）作为外加营养源，利用其成分简单，价格低，符合海洋产电菌特性等特点，研究希瓦氏菌在培养基中的生长和脱色能力，评估希瓦氏菌在双槽式微生物燃料电池（dual－chamber microbial fuel cell，DCMFC）中不同条件下的性能并优化操作条件［8］.基于此，本研究以筛选自厦门的海洋产电菌希瓦氏菌（S.xiamenensis BC01，S.BC01）作为研究对象，探讨微生物在不同培养基条件下的生长和脱色能力.同时，本文延续过去台湾宜兰大学生化工程研究所的研究［9］，利用微生物为反应主体，将有机物的化学能直接转化为电能（图1），同时利用DC－MFC同时分解含偶氮染料废水的操作效能，使废物回收再利用，以探讨可能成为循环可再生型能源的可行性［10］.再者，基于台湾“经济部”东台湾深层海水蓝金重点计划开发引导下，更可将此技术推广应用于本土海洋生物资源开发.本文采用来自厦门的天然S.BC01，研究其在燃料电池中的产电效能及优化条件能为今后开展各海域菌源S.BC01的产电效能提供对比参考.1 材料与方法1.1 材料S.BC01由厦门大学实验室筛选.所使用培养基MB［11］组成（1L）：酵母膏1.0g，蛋白胨5.0g，柠檬酸铁0.1g，氯化钠19.45g，氯化镁5.9g，硫酸镁3.24 g，氯化钙1.8g，氯化钾0.55g，碳酸氢钠0.16g，溴化钾0.08g，氯化锶34.0mg，硼酸22.0mg，硅酸钠4.0mg，氟化钠2.4mg，硝酸铵1.6mg；沃尔夫矿物质溶液（Wolfe′s minerals solution）组成（1L）：氨三乙酸1.5g，硫酸镁3.0g，硫酸锰0.5g，氯化钠1.0g，硫酸亚铁0.1g，氯化钴0.1g，氯化钙0.1g，硫酸锌0.1g，硫酸铜0.01g，明矾0.01g，硼酸0.01g，钼酸钠0.01g，亚硒酸钠0.01g，氯化镍0.01g，钨酸钠0.01g；沃尔夫维生素溶液（Wolfe′s vitamins solution）组成（1L）［12］：生物素2.0mg，泛酸钙5.0 mg，叶酸2.0mg，硫胺素（维生素B1）5.0mg，核黄素（维生素B2）5.0mg，烟酸（维生素B5）5.0mg，吡哆醇（维生素B6）10.0mg，钴铵（维生素B12）0.1mg，硫辛酸（维生素B14）5.0mg；LB组成（1L）：酵母膏5.0g，蛋白胨10.0g，氯化钠10.0g.各种无机盐及试剂均购自台湾友和贸易股份有限公司，均为分析纯.1.2 方法1.2.1 生长曲线和脱色曲线的测定生长曲线：取0.5mL甘油冻管菌液至50mL MB培养基中前培养12h，以1%（体积分数）接种于50mL MB／LB培养基中再培养；30℃下，取1mL培养液进行离心，测定离心前后波长为600nm的光密度值，菌体光密度值符合：OD600（菌）＝OD600（离心前）－OD600（离心后），并绘制生长曲线.图1 微生物在DC－MFC中的产电机制Fig.1 Mechansim of current－generation by microbe in DC－MFC脱色曲线：取0.5mL甘油冻管菌液至50mL MB培养基中前培养12h，以1%（体积分数）接种于含200mg／L染料RBu160的100mL MB培养基中再培养120h；30℃下，取1mL培养液进行离心，测定离心前后波长为600和616nm的光密度值，染料RBu160的光密度值符合：OD616（RBu160）＝OD616（离心后）.1.2.2 DC－MFC的运行DC－MFC的制作：电极间距（d）为12.4cm 的DC－MFC的阳极和阴极的最大可用体积分别约为150.6和145.8cm3，阴阳极电极面积和质子交换膜面积均为4cm×4cm（16cm2）.阴阳两极均使用碳布作为电极.DC－MFC的材料均为聚甲基丙烯酸甲酯（PMMA）.驯化方法：取1mL甘油冻管菌液至50mL MB培养基中前培养12h，以1%（体积分数）接种于含200mg／L染料RBu160的50mL MB培养基中再培养6h，之后开始进行静置脱色作用，直到染料完全脱色.再将脱色后的50mL菌液离心，将菌饼以去离子水回溶，并接种于含200mg／L染料RBu160的 MB培养基置于阳极槽中.更新培养基方法：每周期（2d）向阳极中加入28×MB培养基5mL于140mL的DC－MFC阳极槽中，以保证阳极溶液保持1×MB；向DC－MFC阴极中加入65mL 100mmol／L的铁氰化钾以保证阴极溶液中的铁氰化钾保持50mmol／L. 实验组：进行实验的DC－MFC以电极间距进行分类，分别以d＝7.4，12.4，17.4，22.4cm 共4组 DCMFC分别独立进行实验.1.2.3 DC－MFC性能参数的测量盐度、溶液电阻及电导率的测量：从DC－MFC中分别取出12～13mL菌液于灭菌的15mL离心管中，使用电导度计对其分别进行盐度、溶液电阻及电导率的测量.再和MB空白溶液进行对比.交流阻抗图谱：将交流阻抗仪接到DC－MFC的阴阳两极，并对DC－MFC进行交流阻抗测试，将频率的最高限度设置到10kHz.然后使用Zview软件对所设计的交流阻抗图进行等效电路元件模拟［13］，得到最接近真实值的模拟曲线，并分析得到DC－MFC的相关参数.其中，Rs为溶液电阻（Ω），Wr为 Warburg阻抗组件电阻（Ω／cm2），Ct 为电极表面电容（μF／cm2），Wt为 Warburg阻抗组件导纳（Ω－1·cm－2），Cp 为常相角元素，Wp为Warburg阻抗组件指数，Rct为电极表面电阻／电荷转移电阻（Ω／cm2）.1.2.4 剂量－响应曲线和DC－MFC动力学分析剂量－响应曲线［14－15］：在不同的离子浓度下，使用概率模型（probit model）来得到剂量－响应曲线.概率模型假设当菌体的浓度达到一定值，对于毒性物质的容忍度是呈对数正态分布.对离子浓度和响应值进行半对数作图，将会得到线性关系.概率模型能把S型曲线转化成线性正常等效偏差（NED）的比例.比如，50%和84.1%对应的NED比例为0和1.转化公式如下所示：其中，A和B分别是剂量－响应曲线的截距和斜率，Z和Y分别是离子质量浓度（mg／L）和概率单元；P 是对应于离子的响应（%），erf（x）是误差方程.注意到相应的变量被标准化定位在0和1之间，概率单元和引起响应的转化关系参考文献［16－17］.比如，55%和85%的响应对应的概率单元是5.13和6.04.长期毒性和短期毒性的响应分别是通过1－μ／μ0，1－L／L0来决定的，其中，μ和L分别是最大比生长速率和驯化延迟时间.DC－MFC动力学分析［8］：假设初始电流是通过阳极生物膜消耗有机物转化而来，可以通过一级速率衰减方程进行量化，δ为DC－MFC中产生的总体噪声电流，式（4）经过简化，可以得到I，t，k和ε分别是通过电阻的电流，时间，速率衰减常数和系统噪声.根据欧姆定律（V＝I×R），可以重新构建微分方程，得到一个标准的含有扰动项的微分方程，如：可以通过分析得到以上方程的解：要解出动力学常数k和ε，首先要解出无扰动项微分方程系统的扰动项ε通过实验数据和模拟数据的对比进行估计（即实验数据和模拟数据之间误差平方后的最小化）.根据计算，DC－MFC系统的扰动项范围为1×10－4～5×10－4 mV－1·d－1.如果选择V0＝242.2mV，k＝0.744 d－1，ε约1.5×10－4 mV－1·d－1，那么输出电压∶一级扰动∶二级扰动∶三级扰动10－3）∶（1.57×10－4）∶（3.64×10－6）.对比生物电的产生，电流或系统噪声所产生的扰动项可以忽略，即DC－MFC生物电产生的速率衰减常数可以用来进行比较.2 实验结果2.1 S.BC01在不同培养基下生长对比本研究针对MB最优浓度进行探讨，对不同浓度MB和LB中S.BC01的生长进行评估分析.由图2可知，S.BC01在LB的条件下生长较快，这与LB丰富的营养源有密不可分的关系.另外，在LB（NaCl 10 g／L）中的比生长速率（1.48h－1）比在LB（NaCl 20g／L）中的比生长速率（1.15h－1）增加了29%，说明对NaCl的耐受性比较一般.在不同浓度的MB比较中亦可以发现，0.25×MB和0.5×MB培养S.BC01的效果最好，比生长速率分别达到0.827 4和0.778 4 h－1，基本相等.在5h时，0.5×MB条件下S.BC01的OD600为0.72，远大于0.25×MB条件下的OD600（0.45）.因此选定0.5×MB作为微生物培养基，初步确定MB可以代替LB的作用使DC－MFC正常运行.图2 在不同浓度的MB／LB培养基下，S.BC01生长曲线之间的对比Fig.2 Comparison on growth curves of S.BC01using MB／LB broth media in different concentrations图3 S.BC01在不同pH值下的标准生长曲线对比Fig.3 Comparison of typicalgrowth curves for S.BC01laden with various pH2.2 S.BC01在不同pH值下的剂量－响应曲线图4 pH值对于S.BC01慢性毒性产生的剂量－响应曲线Fig.4 Dose－response curve of＇chronic toxicity＇of pH predicted from the probit model图3中使用C＋＋编程软件模拟绘制S.BC01在不同pH值下生长的模拟曲线，可以看出随着pH值的减小，S.BC01的比生长速率会下降，但在pH为5.3～7.0的范围内，S.BC01的最终菌体浓度达到饱和（OD600＝6.00），说明如果需要在偏酸性条件下对S.BC01进行实验，pH不宜低于5.3.而当pH小于5.3时，S.BC01的比生长速率进一步下降（从0.260 h－1降至0.135h－1），而且菌株最终菌体浓度有显著地降低（OD600 小于0.3）.μ是不同pH值下的比生长速率，而μ0定义为最大比生长速率，从图4中可以看出，μ0为pH＝7.0时的比生长速率.可以使用C＋＋对数据进行计算，比如：pH ＝6.0时的比生长速率（μ）为1.00h－1，此时的响应P＝1－μ／μ0＝1－1／1.35＝25.93%.根据概率模型［16－17］，将响应P＝25.93%查表分析，得到其概率单元（Y）为4.36，此时的氢离子浓度Z＝1×10－6 mol／L（pH＝6.0）；并分别算出pH＝5.7，5.5和5.3对应的概率单元（Y）和氢离子浓度（Z）；再使用概率模型公式Y＝A＋BlogZ，最终线性回归得到概率模型公式Y＝12.89＋1.419logZ（线性相关性 R2＝0.991）.将响应值P 在0～1的范围内通过上述方程算出相应的氢离子浓度，并转换单位，得到响应值P与－pH的关系图.ECx为引起x%响应值时的氢离子浓度（本研究将其转换为pH），EC20 为－6.15（pH＝6.15），EC20暗示了胞内防御机制和离子阻力的关系，细胞通常具有极大的能力来修复外源化合物的破坏，因此，离子的临界浓度必须足够在生物响应发生之前使其进入细胞内［18］，越低的EC20暗示，在生长相关的酶活动中微生物对某些致死伤害有更高的敏感度.EC50 为－5.56（pH＝5.56），在pH＝5.56附近，pH的微小变化对S.BC01的生长曲线造成的影响比较大.当需要研究某些易在偏碱性条件下会发生沉淀的情况时，S.BC01可以耐受的pH应在5.3～7.0.2.3 S.BC01静置条件下的生长与脱色曲线根据Chen等［19］的方法，对S.BC01进行比生长速率（μ）和比脱色速率（qP）的计算，并绘制出相应的相位曲线图.在静置时刻，细胞生长几乎停止，这时的染料脱色可以达到最大值（图5）.这说明此生物过程近似是非生长相关的，暗示微生物脱色过程（Ed）和微生物生长过程（Eg）是相互独立的（i.e.Ed∩Eg＝Ø）.因此，为了最大程度的对染料RBu160进行脱色，最好的操作方式是在好氧条件下增加细胞量，直到达到最大比生长速率和细胞密度，诱导胞内偶氮还原酶在静置脱色条件下表达.曝气或者摇瓶控制是一种比较经济而且有效的隔离生长过程与脱色过程的方法.比生长速率和比脱色速率被分别定义为：其中，X，cDye和t分别是细胞浓度，染料RBu160浓度和时间.如图5所示，发现当μ逐渐减少至零，而随着图5 细胞生长、染料脱色、比脱色速率、比生长速率随时间的变化关系Fig.5 The variations of cell growth，color removal，specific decolorization rate，specific growth rate with time图6 比脱色速率和比生长速率的相位曲线图Fig.6 Phase－curve profiles of specific decolorization rate versus specific growth rate静置期的开始（∀t＞0＋），qP 逐渐增加.然而，qP 在静置后的2～5h达到最大值，再逐渐减少.使用Luedeking和Piret′s的分析［13］，得到：其中，α是依赖细胞活性的参数，β是依赖pH值和时间的参数.脱色能力的下降可能是由于脱色产物的生物毒性，如芳香胺类，它们是由偶氮键断裂而形成的，会抑制胞内偶氮还原酶的活性.另外，必要营养的缺失（如基本的生长因子和碳源）将会限制细胞再生烟酰胺腺嘌呤二核苷酸（NADH），它是微生物脱色过程中必要的电子供体，这也是系统能够发现脱色活性逐渐下降的主因.染料RBu160浓度－时间曲线在静置培养的早期（0＜t＜6h；图5）是单调下降的，向下呈凹面.这说明染料RBu160在细胞浓度稳定时，遵循莫诺动力学（Monod kinetics，即，.图6是qP－μ在不同时刻的平面图形.随着时间的增加，曲线方向在第一象限处开始，随着生物吸附时μ下降后，由横轴朝向原点附近的点（如0.02～0.01h－1）移动.比脱色速率的最大值达到82.63mg／（L·h），然后逐渐减小移动到横轴方向的原点.曲线轨迹清楚地表明在前端时期生物吸附脱色与生长相关的特性，而后段时期反映的则是与生长无关的生物脱色作用.根据Chen等［20］，Proteus hauseri ZMd44在摇瓶培养下的比生长速率为0.5～0.8h－1，与本研究中S.BC01的比生长速率范围相近，然而P.hauseri ZMd44的比脱色速率约14.62mg／（L·h），远小于本实验S.BC01的比脱色速率，说明S.BC01具有显著的脱色效率，适用于偶氮染料的分解.2.4 S.BC01在不同电极间距下的产电根据图7可知，S.BC01（d＝12.4cm）最后达到稳定产电的前3个周期的一级速率衰减常数（k1）分别为143，144，140d－1，二级速率衰减常数（k2）分别为4.29，4.38，4.12d－1.这是因为S.BC01在第一阶段分解较易分解的有机物（如一级醇类），而在第二阶段分解较难分解的有机物（如三级醇类），因此可视DCMFC达到稳定产电的状态，S.BC01DC－MFC的稳定周期为54d.再与S.BC01（d＝7.4cm）、S.BC01（d＝17.4cm）和S.BC01（d＝22.4cm）的产电情况进行对比（数据未列）.其平均电压从大到小排列为：S.BC01－12.4cm（278.9mV）＞ S.BC01－17.4 cm（235.0mV）＞S.BC01－7.4cm（203.0mV）＞S.BC01－22.4cm（194.7mV）.S.BC01（d＝12.4cm）产电能力较好，这与加入染料刺激微生物产电有直接关系（染料RBu160 200 mg／L）.12.4cm 是最佳电极间距条件，其 DC－MFC产电量最大，而S.BC01（d＝22.4cm）由于过大的质量传送阻碍，其产电效果最差；这说明，在较大体积的DC－MFC中，由于质量传送阻碍的限制，微生物由于电极面积／电极间距的比值较小，产电能力明显地受到影响；电极间距过小的情况下，由于易发生渗透现象，也不利于产电.各条件下的DC－MFC都外加了染料RBu160，S.BC01均能在每个周期内完全脱色.随着培养基的更换，S.BC01产电呈现先升高后降低的趋势，说明新加入的培养基确实是具有刺激微生物产电的效果.随着培养基被菌体利用，残留的生物分解性基质浓度逐渐下降，微生物产电能力也同时逐渐下降.再者，由于微生物脱色和产电两者彼此为竞争关系［19］，由于电子转移的抢夺染料脱色对微生物产电确实造成了抑制作用.相比之下，Chen等［21］使用Exiguobacterium acetylicumNIU－K4在单槽式MFC中以同种培养基更换方式进行产电研究，其最大电压约为60mV，平均电压约为40mV，远小于S.BC01的平均电压，说明S.BC01DC－MFC更加有利于产电应用.图7 在0～54d内，S.BC01DC－MFC在含染料RBu160的培养基中的生物产电轮廓图（d＝12.4cm）Fig.7 Bioelectricity generating profile at days 0－54during serial acclimatization of S.BC01in DC－MFC containing medium with RBu160（d＝12.4cm）2.5 DC－MFC的盐度、溶液电阻及电导率对比如表1所示，通过各电池与MB对照组的对比，由于各电池的微生物无法在每个周期内消耗完所有的盐类，使盐浓度进一步累积上升，因此MB对照组的电导（4.06S／m）在各溶液中是最小的.盐浓度的上升加强了溶液的电导率，减少了溶液的电阻.随着电极间距的增大，S.BC01DC－MFC的电导率和盐度均不断地上升，说明电极间距越大（即DC－MFC槽的体积越大），由于产电性能下降，每个周期中消耗的无机盐离子减少，因此在电极间距为7.4～22.4cm的范围内，减少电极间距有助于减小溶液的电导率，从而减少溶液电阻.表1 不同电极间距的DC－MFC的电导率、盐度和溶液电阻的对比Tab.1 Comparison of DC－MFCs with different electrode distances on electroconductivity，salinity and solution resistance组别电导率／（S·m－1）盐度溶液电阻／（Ω·m－1）S.BC01－7.4cm 3.98 23.3 0.28 S.BC01－12.4cm 4.67 29.5 0.23 S.BC01－17.4cm 5.29 30.5 0.22 S.BC01－22.4cm 5.35 30.90.22 MB 4.06 23.5 0.282.6 DC－MFC的交流阻抗图谱为了揭示S.BC01在DC－MFC中是如何产电的，利用交流阻抗图谱（EIS）测量分析DC－MFC加入S.BC01后的电阻特性（图8）.根据Feng等［22］研究，EIS一共存在两种奈奎斯特曲线，即添加S.BC01的DC－MFC阻抗分别受到氧化还原电对动力学和扩散效应的调控的低频区域，以及表面电极阻抗调控的高频区域控制.很显然，总电阻Rin是由电极表面电阻（Relec）、动力学电阻（Rkin）和扩散电阻（Rdiff）组成，本研究通过模拟的方法测得相关的溶液电阻（Rs）、电荷转移电阻（Rct）和阻抗原件电阻（Wr）.更高的电子传递效率来源于S.BC01不断富集在阳极表面形成生物膜.与无S.BC01的DC－MFC进行对比，发现S.BC01的存在能促使电子在DC－MFC中不断地流向阴极.当EIS图形出现双峰，则说明扩散现象不可忽略，因此在模拟电路中增加阻抗组件代表扩散阻抗［23－25］.扩散阻抗在高频区域可以忽略，因此此时模拟比较准确，而低频区域的模拟与真实值有差异，这是因为受到了扩散阻抗的影响.从表2中可知，DC－MFC的溶液电阻为30.73Ω，说明溶液中的阻抗较小，而电荷转移电阻为176Ω／cm2，说明在电极表面的电子传递中，由于电极材料，电极表面氧化物，空气中的氧气等原因，产生了电荷传递的电阻，阻抗原件电阻达到了1 770Ω／cm2，表明该DC－MFC的扩散现象比较严重.电极表面电容达到20.997pF／cm2，可以看出该DC－MFC的充放电时间较短，有利于持续放电.Chen等［21］使用同样的测量方法，将E.acetylicum NIUK4在单槽式MFC进行EIS的测量，其溶液电阻的范围是0.295～0.631Ω／cm2，相比于本实验的DC－MFC（1.921Ω／cm2），具有更小的溶液电阻，这与 MFC构型和大小有直接的关系，MFC构型越大，其溶液电阻越大；E.acetylicum NIU－K4单槽式 MFC的Rct在外加200mg／L染料RBu160的条件下达到3 500.3 Ω／cm2，远大于S.BC01DC－MFC，说明S.BC01在阳极表面形成生物膜比E.acetylicumNIU－K4更易于减少电荷传递中产生的质子阻力.图8 S.BC01DC－MFC的EISFig.8 EIS of DC－MFC using S.BC013 讨论本研究旨在将DC－MFC产电与偶氮染料废水处理相结合，将DC－MFC装置作为微生物对偶氮染料脱色的生物反应槽，达到既可分解偶氮染料，又可同时回收获得具附加价值（即电能）的产出［26］.本研究尝试以MB作为外加营养源，利用其成分简单，价格低，符合海洋产电菌特性等特点应用于S.BC01，试图代替LB，从而解决LB在评估DC－MFC上产生的交互影响作用.通过使用不同培养基，发现S.BC01可以在MB中正常生长，其中，0.5×MB培养S.BC01的效果最好.其生长的最适pH值范围在5.3～7.0，因此需要较为严格的生长条件.摇瓶实验更表明，S.BC01的生长和脱色能力都比较强，最大比生长速率为0.778 4 h－1，最大比脱色速率为82.63mg／（L·h），适用于同时产电和脱色的DC－MFC.表2 S.BC01DC－MFC的EIS等效电路图的性能参数比较Tab.2 Comparison on parameters of DC－MFC′s EIS performance using S.BC01ρ（RBu160）／（mg·L－1） Rs／Ω Ct／（pF·cm－2） Cp Rct／（Ω·cm－2）Wr／（Ω·cm－2）Wt／（Ω－1·cm－2） Wp 200 30.73 20.997 0.575 7 176 1 770 25.7 0.628 02 本研究结果表明，菌体生长和脱色之间存在争夺电子的竞争关系.各条件下S.BC01均能在每个周期内完全脱色，在较大体积（d＝22.4cm）和较小体积（d＝7.4cm）的DC－MFC中，由于电极面积／电极间距比值小和渗透现象，产电能力都受到影响，因此S.BC01 DC－MFC的最佳电极间距为12.4cm；其平均电压、溶液电阻和电荷转移电阻分别为278.9mV，30.73Ω和176Ω／cm2，稳定周期为54d，一级速率衰减常数（k1）和二级速率衰减常数（k2）分别为140～144d－1和4.12～4.38d－1，为今后开展各海域菌源S.BC01的产电效能提供对比参考.【相关文献】［1］MacDonell M，Colwell R.Phylogeny of the Vibrionaceae，and recommendation for two new genera，Listonella and Shewanella［J］.Systematic and Applied Microbiology，1985，6（2）：171－182.［2］Kim B H，Kim H J，Hyun M S，et al.Direct electrode reaction of Fe（III）－reducing bacterium，Shewanella putrefaciens［J］.Journal of Microbiology and Biotechnology，1999，9（2）：127－131.［3］Kim H J，Park H S，Hyun M S，et al.A mediator－less microbial fuel cell using a metal reducing bacterium Shewanella putrefaciens［J］.Enzyme and Microbial Technology，2002，30（2）：145－152.［4］Ringeisen B R，Ray R，Little B.A miniature microbial fuel cell operating with an aerobic anode chamber［J］.Journal of Power Sources，2007，165（2）：591－597.［5］Gorby Y A，Yanina S，McLean J S，et al.Electrically conductive bacterial nanowires produced by Shewanella oneidensis strain MR－1and other microorganisms［J］.Proceedings of the National Academy of Sciences，2006，103（30）：11358－11363.［6］Watanabe K，Manefield M，Lee M，et al.Electron shuttles in biotechnology［J］.Current Opinion in Biotechnology，2009，20（6）：633－641.［7］Van der Zee F P，Cervantes F J.Impact and application of electron shuttles on theredox （bio）transformation of contaminants：a review［J］.Biotechnology Advances，2009，27（30）：256－277.［8］Chen B Y，Wang Y M，Ng I S.Understanding interactive characteristics of bioelectricity generation and reductive decolorization using Proteus hauseri［J］.Bioresource Technology，2011，102（2）：1159－1165.［9］Chen B Y，Hsueh C C，Chen W M，et al.Exploring decolorization and halotolerance characteristics by indigenous acclimatized bacteria：chemical structure of azo dyes and dose－response assessment［J］.Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers，2011，42（5）：816－825.［10］Sun J，Bi Z，Hou B，et al.Further treatment of decolorization liquid of azo dye coupled with increased power production using microbial fuel cell equipped with an aerobic biocathode［J］.Water Research，2011，45（1）：283－291.［11］Atlas R M.Handbook of microbiological media［M］.3rd ed.Boca Raton，FL，USA：CRC Press，2004.［12］Lovley D R，Phillips E J P.Novel mode of microbial energy metabolism：organic carbon oxidation coupled to dissimilatory reduction of iron or manganese［J］.Applied and Environmental Microbiology，1988，54（6）：1472－1480.［13］Ramasamy R P，Ren Z，Mench M M，et al.Impact of initial biofilm growth on the anode impedance of microbial fuel cells［J］.Biotechnology and Bioengineering，2008，101（1）：101－108.［14］Chen B Y，Liu H L，Chen Y W，et al.Dose－response assessment of metal toxicity upon indigenous Thiobacillus thiooxidans BC1［J］.Process Biochemistry，2004，39（6）：737－748.［15］Chen B Y，Wu C H，Chang J S.An assessment of the toxicity of metals to Pseudomonas aeruginosa PU21（Rip64）［J］.Bioresource Technology，2006，97（6）：1880－1886.［16］Rodricks J V.Calculated risks：understanding the toxicity and human health risks of chemicals in our environment ［M ］. Cambridge， England： Cambridge University Press，1992.［17］Chen B Y.Understanding decolorization characteristics ofreactive azo dyes by Pseudomonas luteola：toxicity and kinetics［J］.Process Biochemistry，2002，38（4）：437－446.［18］Leudeking R，Piret E.A kinetic study of the lactic acid fermentation［J］.Journal of Biochemical and Microbiological Technology and Engineering，1959，1（4）：393－412. ［19］Chen B Y，Zhang M M，Ding Y，et al.Feasibility study of simultaneous bioelectricity generation and dye decolorization using naturally occurring decolorizers ［J］.Journal of the Taiwan Institute of Chemical Engineers，2010，41（6）：682－688.［20］Chen B Y，Zhang M M，Chang C T，et al.Assessment upon azo dye decolorization and bioelectricity generation by Proteus hauseri［J］.Bioresource Technology，2010，101（12）：4737－4741.［21］Chen B Y，Hong J M，Ng I S，et al.Deciphering simultaneous bioelectricity generation and reductive decolorization using mixed－culture microbial fuel cells in salty media［J］.Journal of Bioscience and Bioengineering，2013，44：446－453.［22］Feng Y，Lee H，Wang W，et al.Continuous electricity generation by agraphite granule baffled air－cathode microbial fuel cell［J］.Bioresource Technology，2010，101（20）：632－638.［23］He Z，Mansfeld F.Exploring the use of electrochemical impedance spectroscopy （EIS）in microbial fuel cell studies［J］.Energy and Environmental Science，2009，2（2）：215－219.［24］Fan Y E，Sharbrough E，Liu H.Quantification of the internal resistance distribution of microbial fuel cells［J］.Environmental Science and Technology，2008，42（21）：8101－8107.［25］Chen B Y，Wang Y M，Ng I S，et al.Deciphering simultaneous bioelectricity generation and dye decolorization using Proteus hauseri［J］.Journal of Bioscience and Bioengineering，2012，113（4）：502－507.［26］Chen B Y，Hsueh C C，Liu S Q，et al.Deciphering mediating characteristics of decolorized intermediates for reductive decolorization and bioelectricity generation ［J］.Bioresource Technology，2013，145：321－325.。

Research paper 研究论文22 January 2021, 40(1): 240-251 Mycosystema ISSN1672-6472 CN11-5180/Q DOI: 10.13346/j.mycosystema.200200黄孢原毛平革菌对R B B R脱色降解及其降解机制金令凯汪梦妮叶梓沫陈敏°浙江工商大学食品与生物工程学院浙江杭州310018摘要：为研究白腐真菌对蒽醌染料的生物降解机制，以白腐真菌黄孢原毛平革菌为脱色降解菌株，分 析了蒽醌染料活性艳蓝KN-R (R B B R)的浓度、金属离子及脱色参数对染料脱色的影响；采用紫外-可见光谱、红外光谱、气相色谱-质谱（G C-M S)分析和植物种子毒性实验进行降解产物分析，以揭示RBBR 可能的降解路径及其产物的毒性>结果表明：在pH 4.2、28°C、Sm m ol八的M n2+条件下，脱色降解200m g/L RBBR, 24h脱色率可达95%以上。

推测RBBR的降解途径为：RBB R中连接苯环和蒽醌的氮键裂解，产生了1-氨基蒽醌和间-(P-羟乙基砜硫酸酯钠)苯胺。

1-氨基蒽醌上的氨基被羟基取代，再经过氧化、脱环、重排产生了邻苯二甲酸，接着邻苯二甲酸氧化开环生成丁二酸；同时，间-(P-羟乙基砜硫酸酯钠)苯胺上的氨基被氧化，生成丁二酸及其他小分子酸、二氧化碳和水。

植物种子毒性实验表明，黄孢原毛平革菌对RBBR有较好的脱毒作用。

综上，黄孢原毛平革菌能高效降解高浓度的RBBR，同时可显著降低染料对植物的毒害作用。

关键词：黄孢原毛平革菌，活性艳蓝K N-R,脱色，降解路径，植物毒性[引用本文】金令凯，汪梦妮，叶梓沫，陈敏，2021.黄孢原毛平革菌对R B B R脱色降解及其降解机制.菌物学报，40⑴:240-251 Jin LK; W a n g M N, Ye Z M, C h e n M, 2021. Decolorization a nd degradation m e c h a n i s m of reactive brilliant blue KN-R (RBBR) by Phanerochaete chrysosporium. Mycosystema, 40(1): 240-251Decolorization and degradation mechanism of reactive brilliant blue KN-R (RBBR) by Phanerochaete chrysosporiumJIN Ling-Kai W A N G M e n g-N i Y E Z i-M o C H E N M i n°School of Food and Biological Engineering, Zhejiang Gongshang University, Hangzhou, Zhejiang 310018, ChinaAbstract:Phanerochaete chrysosporium w a s used to study the decolorization effects ofa n t h r a q u i n o n e dyes by white rot fungi u n d e r various p a r a m e t e r s of R B B R(initial concentration,p H,t e m p e r a t u r e a n d metal ions).UV-Vis absorption s p e c t r u m analysis,FTIR analysis,G C-M S基金项目：浙江省科技厅专项项目基金（2014C33027):浙江省重中之重一级学科（2017S I A R201)S u p p orted by the Special Project F u n d of Science a n d Technology D e p a r t m e n t of Zhejiang Province (2014C33027), a n d the M o s t Important Discipline in Zhejiang Province (2017SIAR201).o Corresponding author. E-mail: chen m i n@z j g s u.e d u.c nO R CiD: JIN Ling-Kai (0000-0002-6824-8905)Received: 2020-06-15, accepted: 2020-08-03240菌物学报Copyright ©2021 Institute of Microbiology, CAS. All rights reserved. |**********.cn Tel: +86-10-64807521研究论文22 January2021, 40(1): 240-251 Mycosystema ISSN1672-6472 CN11-5180/Qanalysis a n d phytotoxicity test w e r e used to analyze the possible degradation p a t h w a y s of R B B R a n d the toxicity of the degradation products.T h e results s h o w e d that the decolorization rate can reach m o r e than 95% in 24h at p H 4.2, 28°C a n d 5m m o l/L M n2+w h e n R B B R concentration w a s 200m g/L.T h e biodegradation p a t h w a y of R B B R w a s initiated by the cleavage of the nitrogen b o n d connecting the b e n z e n e ring a n d the a n t h r a q u i n o n e of R B B R,the n g e n e rated 1-a m i n o a n t h r a q u i n o n e a n d M-((3-hydroxyethyl b a r i u m sulfate s o d i u m sulfate)aniline.T h e a m i n o g r o u p o n the 1-a m i n o a n t h r a q u i n o n e w a s substituted by a hydroxyl g r o u p,a n d the n oxidized, d e-ringed,a n d rearranged into phthalic acid.T h e phthalic acid w a s oxidized to f o r m a small molecule organic acid succinic acid,at the s a m e t i m e,the a m i n o g r o u p o n the M-((3-hydroxyethyl b arium sulfate s o d i u m sulfate)aniline w a s oxidized to f o r m succinic acid a n d other small molecular acids,c a r b o n dioxide a n d w a ter.Phytotoxicity e x p e r i m e n t s h o w e d that the toxicity of R B B R could b e r e d u c e d by P.c/i〇/sc^p o厂/i/m.In conclusion,P.crt/y s o s p o厂/i/m could effectively decolorize high-concentration R B B R,a n d reduce the toxicity of dyes to plants.K e y w o r d s:Phanerochaete chrysosporium,reactive brilliant blue K N-R,decolorization, degradation p a t h w a y,phytotoxicity蒽醌类染料是用量仅次于偶氮染料的第二大类染料，因其耐晒牢度性能好，并且 颜色鲜艳被广泛应用于丝绸、棉花、皮革、木材和造纸等工业（L i u&S a n g2004)。

新型化学电源生物燃料电池及其发展前景摘要：微生物燃料电池是以微生物为催化剂，通过降解有机物将化学能转化成电能的一种新型发电装置。

它能够利用废弃物和生活垃圾等生物资源进行发电，还能有效地处理废水，并能从实际的可生物降解的有机物中生物制氢，为有效获取氢能开辟了新途径，在环境保护和新能源开发等领域具有广阔的应用前景，因此成为上述领域当前的研发新热点1.生物燃料电池简介1.1、生物燃料电池定义所谓的生物燃料电池(Biofuel cell)，就是按照燃料电池的原理，利用生物质能将有机物(如糖类等)中的化学能直接转化成电能的一种电化学装置。

1.2、生物燃料电池分类目前有人将生物燃料电池分为间接型和直接型两种。

在间接型生物燃料电池中，由水的厌氧酵母或光解作用产生氢等电活性成分，然后在通常的氢- 氧燃料电池的阳极上被氧化。

在直接型生物燃料电池中，有一种氧化还原蛋白质作为电子由基质直接转移到电极的中间物根据电池中使用的催化剂种类，可将生物燃料电池分为微生物燃料电池和酶燃料电池两种类型。

1.3、两种生物燃料电池工作过程简介典型的微生物燃料电池由阳极室和阴极室组成，质子交换膜将两室分隔开。

它的基本工作原理可分为四步：(1) 在微生物的作用下，燃料发生氧化反应，同时释放出电子；(2) 介体捕获电子并将其运送至阳极；；(3) 电子经外电路抵达阴极，质子通过质子交换膜由阳极室进入阴极室；(4) 氧气在阴极接收电子，发生还原反应。

酶燃料电池：葡萄糖在葡萄糖氧化酶和辅酶的作用下失去电子被氧化成葡萄糖酸，电子由介体运送至阳极，再经外电路到阴极。

双氧水得到电子，并在微过氧化酶的作用下还原成水。

2 MFC 的工作原理典型的微生物燃料电池（M F C ）微生物燃料电池工作原理图由阴极区和阳极区组成，两区域之间由质子交换膜分隔。

MFC 的工作原理是：在阳极表面，水溶液或污泥中的有机物，如葡萄糖、醋酸、多糖和其他可降解的有机物等在阳极微生物的作用下，产生二氧化碳、质子和电子。

希瓦氏菌Shewanella algae CCU101高效降解甲基橙张书頔;欧阳雨农;程园园【期刊名称】《高校化学工程学报》【年(卷),期】2022(36)2【摘要】为了评估Shewanella algae CCU101降解甲基橙的性能,研究甲基橙初始质量浓度、乳酸钠浓度、菌液吸光度和金属离子浓度4种因素对S.algae CCU101降解甲基橙能力的影响。

结果表明,S.algae CCU101降解甲基橙呈一级反应,最大降解速率常数为1.0122 h^(−1)。

在甲基橙初始质量浓度为300mg×L^(−1)时,S.algae CCU101降解甲基橙的速度比Shewanella oneidensis MR^(−1)高2.13倍。

推测S.algae CCU101高效降解甲基橙的能力源于S.algae CCU101具有高生长速率及高团聚成膜能力。

由于S.algae CCU101与模式菌株S.oneidensis MR^(−1)相比,具有更高的甲基橙降解速率,可作为染料降解的潜在工程菌株。

【总页数】6页(P287-292)【作者】张书頔;欧阳雨农;程园园【作者单位】安徽大学生命科学学院;安徽大学文典学院【正文语种】中文【中图分类】Q81【相关文献】1.一个降解染料的希瓦氏菌新种--中国希瓦氏菌2.一株腐败希瓦氏菌(Shewanella putrefaciens)培养基优化3.深海嗜冷希瓦氏菌Shewanella psychrophila WP2的基因组学分析4.深海嗜冷希瓦氏菌Shewanella psychrophila WP2的基因组学分析5.纳米四氧化三铁强化海藻酸钠包埋希瓦氏菌MR-1的甲基橙脱色性能因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

希瓦氏菌的研究进展商宝娣;杨星;李正友;张效平【期刊名称】《福建农业》【年(卷),期】2015(0)7【摘要】希瓦氏菌(Shewanella)隶属于弧菌科(Vibrionaceae),于1985年被正式命名。

希瓦氏菌在自然界中分布广泛,目前已发现的菌种数达50多种。

该属中的一些成员,如奥奈达希瓦氏菌(Shewanella oneidensis)在环境的生物修复及微生物燃料电池等方面存在较高的利用价值。

但是,一些希瓦氏菌也是人类和水产动物的潜在病原,包括腐败希瓦氏菌(Shewanella putrefacens)、海藻希瓦氏菌(Shewanella algae)和Shewanella xiamenensis等,目前该属中致病菌的数量还不明确。

早期研究表明人类感染希瓦氏菌的主要途径是海水接触,而希瓦氏菌的感染宿主也主要为海水鱼;但是越来越多的人类无海水接触史的致病病例及淡水鱼类感染病例的出现,推测希瓦氏菌的宿主及传播途径可能具有多样性。

【总页数】3页(P152-154)【关键词】希瓦氏菌;生物修复;病原菌;研究进展【作者】商宝娣;杨星;李正友;张效平【作者单位】贵州省水产研究所【正文语种】中文【中图分类】S941.4【相关文献】1.东风螺海藻希瓦氏菌和鲍鱼希瓦氏菌的生物学特性与致病性研究 [J], 李淑芳;张继东;邱德全;杨世平;黄子通2.一个降解染料的希瓦氏菌新种--中国希瓦氏菌 [J], 许玫英;郭俊;钟小燕;曹渭;孙国萍;岑英华3.金属还原菌希瓦氏菌厌氧呼吸能力及其在环境修复中的研究进展 [J], 肖翔;吴勇民;徐灿灿;曹丹鸣;王明娜;马晓波;杜道林4.希瓦氏菌群体感应的研究进展 [J], 阎俊; 赵勇; 谢晶5.希瓦氏菌铁稳态及调控的研究进展 [J], 梁惠惠;冯雪;高海春因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

奥奈达希瓦氏菌MR-1还原U（VI）的特性及影响因素王永华;谢水波;刘金香;马华龙;凌辉;吴宇琦【摘要】Characteristics and reaction conditions of anaerobic reduction by the Shewanella oneidensis MR-1in the presence of anthraquinone-2-sulfonate (AQS) were evaluated. The results showed that U(VI) could be efficiently reduced by S. oneidensis MR-1utilizing AQS and electron donors under the anaerobic conditions. Its reduction efficiency reached95.09%when the dosage of MR-1was 1.2×109. The efficiency of U(VI) bioreduction increased when the concentration of AQS was below0.5mmol/L, and inhibited when it exceeded 0.5mmol/L. When the initial concentration of U (VI) was 30mg/L, uranium reduction rates were 95.37%, 92.41%and 95.65%while using formate, acetate and lactate respectively. Metal ions (Cu2+, Mn2+, Ca2+) and toxic organics had impacts on the reduction of U (VI). Ca2+acted as a weak role in promoting the reduction, however, equal concentrations of Cu2+and Mn2+played a strong inhibitory effect. Toxic organic compounds were available to reduce U (VI) efficiently by S. oneidensis MR-1and get degraded at the same time. Characterizations with Scanning Electron Microscope (SEM) and Energy dispersive spectroscopy (EDS) indicated the deposition of U element on the cell of S. oneidensis.%探讨了在腐殖质模式物蒽醌−2−磺酸钠(AQS)存在条件下,奥奈达希瓦氏菌MR-1的还原U(VI)特性.结果表明,在厌氧环境下奥奈达希瓦氏菌以AQS为电子穿梭载体,利用电子供体高效还原U(VI).当菌体投加量为1.2×109个时,其还原铀的效率达95.09%；AQS的浓度低于0.5mmol/L时有利于MR-1菌厌氧还原U(VI),AQS浓度的升高U(VI)的还原明显受到抑制.当U(VI)初始浓度为30.0mg/L时,分别以甲酸盐、乙酸盐和乳酸盐为电子供体,经过7d后其还原率分别达到95.37%、92.41%和95.65%.金属离子(Cu2+、Mn2+、Ca2+)、有毒有机物等对U(VI)还原产生影响.当Ca2+的浓度为2.0mmol/L时,对U(VI)的还原有微弱的促进作用,而当Cu2+和Mn2+浓度为2.0mmol/L时,则存在较强的抑制作用.奥奈达希瓦氏菌也能利用环境中甲苯、三氯乙酸、顺丁烯二酸等有毒物质高效还原U(VI),同时使有毒物质得到降解.扫描电子显微镜(SEM)和电子能谱(EDS)分析结果表明,奥奈达希瓦氏菌菌体中沉积了铀元素.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2014(000)011【总页数】8页(P2942-2949)【关键词】U(VI)还原;奥奈达希瓦氏菌;蒽醌-2-磺酸钠(AQS);重金属【作者】王永华;谢水波;刘金香;马华龙;凌辉;吴宇琦【作者单位】南华大学，污染控制与资源化技术湖南省高校重点实验室，湖南衡阳 421001;南华大学，污染控制与资源化技术湖南省高校重点实验室，湖南衡阳421001; 南华大学，铀矿冶生物技术国防重点学科实验室，湖南衡阳 421001;南华大学，污染控制与资源化技术湖南省高校重点实验室，湖南衡阳 421001;南华大学，污染控制与资源化技术湖南省高校重点实验室，湖南衡阳 421001;南华大学，污染控制与资源化技术湖南省高校重点实验室，湖南衡阳421001;南华大学，污染控制与资源化技术湖南省高校重点实验室，湖南衡阳 421001【正文语种】中文【中图分类】X172铀矿冶中常产生大量的尾矿、废石和低浓度含铀废液,含有大量铀、镭等放射性核素和残留污染物,它们随水体渗透迁移对水体和土壤构成极大生态风险[1-3].铀矿坑道废水中铀浓度一般在0.5～40mg/L,美国田纳西橡树岭Y-12设施区中心第三区污染区域铀浓度达40～60mg/L.放射性废液对人类存在潜在的致癌致畸和致突变作用[4-5],因此,需要对污染物废液进行资源回收利用或稳定安全处理.相对于物理化学处理方法,微生物法处理含铀废液具有高效、成本低、耗能少和无二次污染物等优点,受到广泛关注.据报道希瓦氏菌属(Shewanella)能利用多种高价态金属及其氧化物、有机污染物作为电子受体进行厌氧呼吸,在重金属污染治理领域具有很大潜力[6].近期实验研究已经证实[7],金属还原菌(Shewanella oneidensis, Geobacter metallireducens)可将地下水和废液中溶解态的U(VI)还原成难溶态的U(IV),以晶质铀矿的形式沉淀.奥奈达希瓦氏菌(Shewanella oneidensis)属于革兰氏阴性细菌, 兼性厌氧,产能代谢和电子传递途径多样化,能以氧气为最终电子受体进行有氧呼吸,也能利用铁、锰、铀、硝酸盐、氧化三甲胺等作为最终电子受体进行无氧呼吸,已经证明其可通过Fe(Ⅲ)还原获得能量[8].研究还表明[9-12],在无氧环境下,奥奈达希瓦氏菌能够还原Cr、Co、Pd、Tc、U、Pu等有毒或者放射性金属.目前已有关于奥奈达希瓦氏菌对偶氮染料[13-14]和有毒有机物[15]的降解研究,而对U(VI)等放射性金属的还原沉降研究尚不够深入.本研究采用AQS协同作用下奥奈达希瓦氏菌处理U(VI),探讨铀污染处理和铀资源回收利用的新的思路和方法.采用奥奈达希瓦氏菌MR-1为模式菌株,试验探讨了影响U(VI)还原效果的主要因素,以及AQS存在条件下菌株的厌氧还原U(VI)特性,以期为核环境保护和放射性污染生物修复技术开发与资源回收利用提供参考.1.1 实验材料奥奈达希瓦氏菌MR-1,中国海洋微生物菌种保藏管理中心提供(MCCC,编号1A01706).培养基:NaHCO32.5g/L, NH4Cl 0.25g/L, KCl 0.1g/L, NaCl 0.1g/L,MgSO4·7H2O 0.05g/L, MgCl2·6H2O 0.2g/L, KH2PO40.04g/L, Yeast Extract 1g/L.还原实验中添加一定量的乳酸钠作为电子供体支持U(VI)还原.主要试剂:基准U3O8(分析纯),标准铀溶液采用GBW04201方法配制;蒽醌-2-磺酸钠(AQS),分析纯,购自Sigma公司;其他试剂均为分析纯,实验用水为超纯水.1.2 菌株的厌氧培养试验装置如图1所示.丁基橡胶塞密封瓶口,将高纯氮气和二氧化碳的混合气经过细菌过滤器(0.2µm)充入到装有培养液的实验瓶中,充气时间≥15min.充气完毕,密封所有橡胶管,使瓶口剩余的空间充满混合气体.置于生化培养箱中恒温培养(30℃).每次取样后重新通入气体,以保持瓶内厌氧环境.1.3 奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)实验在灭菌的培养基中加入经过滤灭菌器灭菌的10mmol/L乳酸钠和1mmol/L AQS 制成培养液.在150mL锥形瓶中加入培养液,用NaOH和HCl调节pH值至7.0,定容至100mL.收集对数期菌种,控制菌悬液OD600≈0.76,接种定量菌液于还原培养基中,按1.2节操作静置培养,定时取样分析.重复上述步骤,分别考察奥奈达希瓦氏菌与AQS体系中铀初始浓度、菌体投加量、AQS浓度和电子供体等对奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)的影响.实验条件设为U(VI)初始浓度20mg/L,乳酸钠10mmol/L,AQS 1mmol/L,菌体投加量2mL,控制恒定变量,变换单一因素.将溶液中U(VI)的初始浓度设为10,20,30,50mg/L;菌体投加量设置为0.5,1.0,2.0,5.0mL(以菌悬液体积计数);AQS 用量为0,0.5,1.0,2.0,5.0mmol/L;电子供体影响,分别采用10mmol/L甲酸钠、乙酸钠、乳酸钠,无外加电子供体为空白.每组实验不同条件值均使用同一批微生物同时进行实验,确保比较的可靠性.近期研究表明, Shewanella decolorationis S12, Shewanella strain J18和Shewanella sp. NTOU-1对人工合成染料的最适降解脱色pH均在6.0～8.0[16-17].研究发现pH值在7.0,奥奈达希瓦氏菌对U(VI)还原效率较高.因此本实验初始pH值控制在7.0.1.4 有毒物质对U(VI)还原影响试验菌种培养过程如1.3,然后在培养液中分别加入Cu2+、Mn2+和Ca2+,并添加一定量的AQS和乳酸钠进行还原实验,以不添加金属离子作对照进行还原U(VI)试验. 分别以10mmol/L的甲苯、三氯乙酸、顺丁烯二酸作为电子供体,无外加电子供体作为对照,进行还原U(VI)试验.1.5 菌体还原U(VI)前后形态分析SEM-EDS表征:真空冷冻干燥机充分干燥还原U(VI)前后菌体,喷金制备成电镜样品,置于FEI Quanta-200型环境扫描电子显微镜(美国)下室温扫描,观察样品形貌,并用Genesis型能谱仪(美国)分析样品表面元素.1.6 分析方法样液预处理:在厌氧条件下采用注射器连接无菌皮头针从取样管抽取适量菌体样液,经过8000g/min离心10min,取其上清液用细菌过滤器过滤.U(VI)的测定:采用国家标准(GB6768−86)分光光度法测定铀.按公式(1)计算U(VI)的还原率:式中: A0、A1分别为作用前和作用后溶液中U(VI)的浓度.所有实验组均设置3个平行实验,取其数据的平均值作为实验结果.2.1 U(VI)初始浓度对MR-1还原U(VI)的影响试验考察不同U(VI)初始浓度对奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)的影响.在乳酸钠浓度10mmol/L,AQS浓度为1mmol/L,温度为30℃, U(VI)初始浓度分别为10,20,30,50mg/L条件下,考察了U(VI)初始浓度对奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)的影响.由图2可见,在初始厌氧条件时,菌体OD600< 0.05无明显生长,这可能是AQS参与反应及菌体对缺氧体系的适应.前48h内细菌处于调整期,还原率较低,随时间延长菌体量增多,表现出较好还原效果.当U(VI)浓度为20mg/L时,菌株有较高还原率;当U(VI)浓度为30mg/L时,第4d U(VI)还原率已接近95%.当U(VI)初始浓度为50mg/L时,菌体仍有较好的还原效果,可见菌体对高浓度U(VI)有较强的适应能力.而U(VI)初始浓度为10mg/L时,48h内菌体的还原率变化不明显,之后还原率逐渐升高,推测是培养基中微量的HPO-24与U(VI)结合形成的磷酸铀酰分子被醌类物质还原.可见,当U(VI)的初始浓度为30mg/L时,有利于奥奈达希瓦氏菌菌株生长和U(VI)还原的进行,以下实验均在此初始浓度条件下进行.2.2 菌体MR-1投加量对其还原U(VI)的影响其他试验条件不变,U(VI)浓度为30mg/L,控制菌悬液浓度约6×108个/mL,菌体投加量分别为0.5,1,2,5mL,考察菌体投加量对其U(VI)还原的影响,试验结果如图3所示.由图3可知,U(VI)还原率前5d内逐渐增大,随后达到稳定状态.在投加量小于2mL 前,菌体对厌氧环境逐步适应,其对U(VI)还原率持续升高;当投加量为2mL时,U(VI)还原率达到最高并趋于稳定;当菌体投加量达到5mL时,由于菌体量较多,最初的3d 还原效果较好,但随后U(VI)还原率无显著变化.分析认为是投加量增加,初始菌体还原率较高,但适应环境后菌体总量的增多,使得其对营养物质的竞争作用加剧,甚至出现部分菌体的衰亡,以致U(VI)还原率在后期较早趋于稳定.2.3 AQS浓度对MR-1还原U(VI)的影响以腐殖质模式物AQS进行研究,其作用机制是通过氧化态的羰基结构与还原态的羟醌形式循环转化参与电子传递.在电子供体为乳酸钠,U(VI)浓度为30mg/L条件下,将奥奈达菌按2%接种量分别接种于AQS起始浓度分别为0.5,1,2,5mmol/L的培养基中,考察AQS用量对菌体还原U(VI)的影响.结果如图4所示.从图4可知,在菌体还原U(VI)的过程中,与空白(不添加AQS)试验对比,在第6d,投加0.5mmol/L的实验组其U(VI)还原率提高了5.3倍,表明AQS明显促进了U(VI)的还原.不加AQS的培养体系中,菌体表现出一定的还原作用,可能是培养基中含有乳酸钠和微量的酵母抽取物,为菌体生长和厌氧还原提供了部分还原能力.AQS在浓度低于2mmol/L时有明显促进作用, 但当AQS浓度大于2mmol/L时,对细菌还原U(VI)的促进作用减小.这与许志诚等[18]对希瓦氏菌还原偶氮染料的研究结果基本一致.当AQS浓度为0.5mmol/L,U(VI)浓度从30mg/L降到0.41mg/L, U(VI)还原率达到98%以上,溶液中产生了还原态的AH2QS.当AQS浓度为5mmol/L时,溶液颜色明显加深,而还原率降至59.9%.表明随AQS浓度的增加促进效果逐渐减弱. 试验发现,腐殖质类物质AQS在一定浓度范围内有促进作用,在此范围以外其促进作用减弱.王秀娟[19]在对腐殖质类物质2-羟基-1,4-萘醌(LQ)对Se、Te的介导还原研究中,将LQ初始浓度从0.1,0.2,0.4提高到0.6mmol/L时,其对Se (IV)和Te(IV)的还原促进效果并没有进一步提高.随着AQS浓度的提高而其加速效果弱化可能是由于电子供体的限制.另外,多数醌类物质为人工合成的且对生物细胞有一定的毒性[20-21],奥奈达希瓦氏菌对醌类物质耐受力有限,当超过一定浓度阈值时(2mmol/L),醌类物质与U(VI)存在电子竞争,影响电子传递从而导致还原率降低. 2.4 电子供体对MR-1还原U(VI)的影响试验分别以10mmol/L的甲酸钠、乙酸钠和乳酸钠作为奥奈达希瓦氏菌厌氧还原的电子供体,分别考察了外加电子供体和不加的条件下,电子供体对奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)的影响.试验结果如图5所示.在不外加电子供体即反应体系中电子供体不足的情况下,细菌对U(VI)仍有一定的还原作用,在稳定之后能达到72%.投加电子供体后,奥奈达希瓦氏菌对U(VI)的还原率提高了20%,相比之下,添加甲酸钠和乳酸钠的体系在第4d达到93.25%和94.38%,这说明体系中电子供体的存在可促进奥奈达希瓦氏菌对U(VI)的还原.另一方面,外加不同的电子供体菌体对U(VI)的还原效果存在差异.其原因可能是因为甲酸钠、乙酸钠、乳酸钠3种电子供体的氧化还原电势不同,乳酸钠、甲酸钠的失电子能力相对较强,使得细菌利用效率更高.培养至第7d时,U(VI)的还原率为:乳酸钠(95.65%)>甲酸钠(95.37%)>乙酸钠(92.41%).这与陈洁等[22]研究奥奈达希瓦氏菌还原Fe(III)还原特性得到的结果一致.本实验不外加电子供体时仍存在还原作用,可能是酵母提取物中含有部分有机酸,可以充当电子供体.但反应体系中酵母抽提物添加量仅为1g/L,因此不能满足细菌完全还原的需求.2.5 金属离子对MR-1还原U(VI)的影响水体中其他共存离子的存在往往会对U(VI)的还原产生影响,试验通过在还原体系中添加金属离子考察其对菌体还原U(VI)的影响.保持其他条件不变,在微生物培养液中分别加入2mmol/L的Cu2+、Mn2+、Ca2+,各实验组U(VI)还原率如图6所示.结果显示,添加了Cu2+、Mn2+、Ca2+的实验组,48h后U(VI)还原率分别为3.72%、31.78%、88.88%;而未添加金属离子的对照组达到了82.40%.也就是说,添加的金属离子有部分对U(VI)的去除有一定的抑制作用,且Cu2+的影响大于Mn2+;某些离子也有微弱的促进作用.汤洁等[23]研究了肠埃希氏菌-铁屑协同还原去除水体中Cr(VI)的影响,发现在Cu2+、Mn2+存在条件下Cr(VI)还原率也受到一定程度的抑制.在奥奈达希瓦氏菌中,具有还原酶活性的蛋白质主要位于细胞膜上[24],Cu2+的抑制作用则是与呼吸链始端脱氢酶的蛋白活性中心相结合,破坏了活性中心,从而使该蛋白失去氧化电子供体的能力[25].添加的重金属离子对U(VI)的间接还原过程产生了不利影响.分析认为,Ca2+离子的促进作用可能是由于菌体对Ca2+有较好的耐受性,Ca2+的存在增强了与U(VI)还原相关的蛋白质的活性,或者参与了反应中还原酶或电子传递物质的合成,从而促进了奥奈达希瓦氏菌直接还原U(VI)的酶促反应过程.2.6 环境有毒有机物质对MR-1还原U(VI)的影响以10mmol/L的甲苯、三氯乙酸、顺丁烯二酸为电子供体,不添加有毒物质的培养液作为对照,考察环境中有毒有机物质对奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)的影响.结果如图7所示.结果表明,3种有毒物质作为电子供体时都能够促进奥奈达希瓦氏菌对U(VI)的还原.与对照组相比,奥奈达希瓦氏菌可利用甲苯、三氯乙酸、顺丁烯二酸进行厌氧腐殖质呼吸,达到稳定后还原率分别为97.20%、96.92%、97.91%,一定程度上促进了U(VI)的还原.AQS在厌氧还原中作为电子中间体,通过氧化、还原两种形态的转换,使得U(VI)还原率得到明显的提升,而甲苯在此时由于失去电子被氧化成CO2[26],其他物质也得到相应的氧化态.本课题组通过腐败希瓦氏菌还原U(VI)的特性研究[27],发现有毒物质的存在能够显著促进U(VI)的还原.这说明奥奈达希瓦氏菌能够较好的利用环境有毒有机物,推测以后会有更多的有毒物质被发现可作为电子供体支持奥奈达希瓦氏菌还原U(VI).3.1 MR-1还原U(VI)的扫描电镜分析图8为奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)前后扫描电镜结果.由图8a可见,奥奈达希瓦氏菌菌体表面纹路较清晰,相对比较光滑,可看出表面的褶皱和凸起;菌体呈椭圆状或者长杆状,有的细胞膜之间出现凹陷形成空洞,菌体相互粘连较少.图8b可见,奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)后表面形态发生了改变,菌体呈扁平状、梭状,表面出现棱角或者内陷,无明显空隙和空洞,呈现出较多的微小颗粒;细胞之间相互粘连甚至叠合,有部分可能死亡,表面沉积有很多铀晶体,这表明菌体与U(VI)发生了作用.菌体细胞表面和周围有很多晶质晶体,这有可能是细胞产生某种物质与U(VI)作用产生晶体结晶[28].奥奈达希瓦氏菌的细胞壁由碳水化合物、周质蛋白等组成,这些生物物质可提供大量的有机基团,作为配体和有空轨道的U(VI)相互键合,通过复杂生化反应改变了菌体表面形态.3.2 MR-1还原U(VI)的电子能谱分析能谱分析结果(图9b)表明,还原后奥奈达希瓦氏菌菌体出现铀的吸收峰,结合能为3～3.5keV,其含量占细胞质量分数的59.11%,原子分数的17.72%.C、O含量高,这与样液和菌体本身含有大量C、O相符;P、K元素的含量有所降低,这说明奥奈达希瓦氏菌细胞在还原的过程中,K+、PO43+有所参与.还原后含有很强的铀峰,表明菌体对铀具有很强的还原能力;细胞还原前后Au元素的出现,是能谱分析的过程中,样品经过喷金处理所致.4.1 厌氧条件下,奥奈达希瓦氏菌能够利用AQS进行腐殖质呼吸高效还原U(VI).当AQS浓度低于0.5mmol/L,能显著促进菌体对U(VI)的还原.AQS浓度为0.5mmol/L, U(VI)还原率达到98.61%.4.2 奥奈达希瓦氏菌能够利用甲酸钠、乙酸钠、乳酸钠等作为电子供体,以AQS作为电子穿梭载体,高效还原U(VI).没有加电子供体时,奥奈达希瓦氏菌能部分还原U(VI).分别以10mmol/L的3种物质作为电子供体时,U(VI)的还原效率为:乳酸钠>甲酸钠>乙酸钠.4.3 Cu2+、Mn2+等重金属以及甲苯、三氯乙酸等有毒有机物质对奥奈达希瓦氏菌还原U(VI)的影响不同.2mmol/L的Cu2+和Mn2+对U(VI)的还原有较强抑制作用,甲苯、三氯乙酸和顺丁烯二酸等能够作为电子供体支持U(VI)还原.菌体在高效还原U(VI)的同时,能够降解有毒物质,减少并消除其对环境的危害.4.4 能谱分析表明,奥奈达希瓦氏菌本身能够和U(VI)发生作用,对U(VI)具有较强的还原能力.【相关文献】[1] Rodgher S, de Azevedo H, Ferrari C R, et al. Evaluation of surface water quality in aquatic bodies under the influence of uranium mining (MG, Brazil) [J]. Environmental monitoring and assessment, 2013,185(3):2395-2406.[2] 姜东生,李梅,崔益斌.重金属和氯酚对霍甫水丝蚓的急性毒性及水环境安全评价 [J]. 中国环境科学, 2014,34(6):1572-1578.[3] 洪晨,邢奕,司艳晓,等.铁矿区内重金属对土壤氨氧化微生物群落组成的影响 [J]. 中国环境科学, 2014,34(5):1212-1221.[4] Zheng J, Chen K, Yan X, et al. Heavy metals in food, house dust, and water from an e-waste recycling area in South China and the potential risk to human health [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2013,96:205-212.[5] Akram M, Nazar M, Matiullah A G, et al. Neutron induced fission track estimation of uranium concentration and its associated health hazards in drinking water of the Faisalabad Industrial City [J]. World Journal of Nuclear Science and Technology, 2013,3(2): 51-58.[6] Fredrickson J K, Romine M F, Beliaev A S, et al. Towards environmental systems biology of Shewanella [J]. Nature Reviews Microbiology, 2008,6(8):592-603.[7] Tabak H H, Lens P, van Hullebusch E D, et al. Developments in bioremediation of soils and sediments polluted with metals and radionuclides–1. Microbial processes and mechanisms affecting bioremediation of metal contamination and influencing metal toxicity and transport [J]. Reviews in Environmental Science and Bio/Technology,2005,4(3):115-156.[8] Myers C R, Nealson K H. Bacterial manganese reduction and growth with manganese oxide as the sole electron acceptor [J]. Science, 1988,240(4857):1319-1321.[9] Yan F F, Wu C, Cheng Y Y, et al. Carbon nanotubes promote Cr (VI) reduction by alginate-immobilized Shewanella oneidensis MR-1 [J]. Biochemical Engineering Journal, 2013,77:183-189.[10] Hau H H, Gilbert A, Coursolle D, et al. Mechanism and consequences of anaerobic respiration of cobalt by Shewanella oneidensis strain MR-1 [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2008,74(22):6880-6886.[11] De Windt W, Boon N, Van den Bulcke J, et al. Biological control of the size and reactivity of catalytic Pd (0) produced by Shewanella oneidensis [J]. Antonie van Leeuwenhoek, 2006, 90(4):377-389.[12] Sheng L, Szymanowski J, Fein J B. The effects of uranium speciation on the rate of U (VI) reduction by Shewanella oneidensis MR-1 [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2011,75(12):3558-3567.[13] Cai P J, Xiao X, He Y R, et al. Anaerobic biodecolorization mechanism of methyl orange by Shewanella oneidensis MR-1 [J]. Applied microbiology and biotechnology, 2012,93(4):1769-1776.[14] Xiao X, Xu C C, Wu Y M, et al. Biodecolorization of Naphthol Green B dye by Shewanella oneidensis MR-1under anaerobic conditions [J]. Bioresource Technology, 2012,110:86-90.[15] Gralnick J A, Vali H, Lies D P, et al. Extracellular respiration of dimethyl sulfoxide by Shewanella oneidensis strain MR-1 [J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the UnitedStates of America, 2006,103(12):4669-4674.[16] Xu M, Guo J, Sun G. Biodegradation of textile azo dye by Shewanella decolorationis S12under microaerophilic conditions [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2007,76(3):719-726.[17] Chen C H, Chang C F, Ho C H, et al. Biodegradation of crystal violet by a Shewanella sp. NTOU1 [J]. Chemosphere, 2008, 72(11):1712-1720.[18] 许志诚,洪义国,罗微,等.中国希瓦氏菌D14T的厌氧腐殖质呼吸 [J]. 微生物学报,2006,46(6):973-978.[19] 王秀娟.腐殖质类物质对Se/Te及偶氮染料的介导还原研究[D]. 大连:大连理工大学, 2011,11-61.[20] Liu G, Zhou J, Wang J, et al. Acceleration of azo dye decolorization by using quinone reductase activity of azoreductase and quinone redox mediator [J]. Bioresource Technology, 2009,100(11):2791-2795.[21] O’Loughlin E J. Effects of electron transfer mediators on the bioreduction of lepidocrocite (γ-FeOOH) by Shewanella putrefaciens CN32 [J]. Environmental Science and Technology, 2008,42(18):6876-6882.[22] 陈洁,储茵,司友斌.奥奈达希瓦氏菌MR-1的Fe(Ⅲ)还原特性及影响因素 [J]. 安徽农业大学学报, 2011,38(4):554-558.[23] 汤洁,王卓行,徐新华.铁屑-微生物协同还原去除水体中Cr(Ⅵ)研究 [J]. 环境科学,2013,34(7):2650-2657.[24] Beliaev A S, Saffarini D A, McLaughlin J L, et al. MtrC, an outer membrane decahaem c cytochrome required for metal reduction in Shewanella putrefaciens MR-1 [J]. Molecular Microbiology, 2001,39(3):722-730.[25] Fernandez V M, Rua M L, Reyes P, et al. Inhibition of Desulfovibrio gigas hydrogenase with copper salts and other metal ions [J]. European Journal of Biochemistry, 1989,185(2): 449-454.[26] Rau J, Knackmuss H J, Stolz A. Effects of different quinoid redox mediators on the anaerobic reduction of azo dyes by bacteria [J]. Environmental Science and Technology, 2002,36(7):1497-1504.[27] 谢水波,张亚萍,刘金香,等.腐殖质AQS存在条件下腐败希瓦氏菌还原U(VI)的特性 [J]. 中国有色金属学报, 2012,22(11): 3285-3291.[28] 刘明学,张东,康厚军,等.铀与酵母菌细胞表面相互作用研究[J]. 高校地质学报, 2011,17(1):53-58.。

微生物燃料电池的基础研究杨华摘要：随着人类的进步与发展，对能源的需求越加强烈。

为了解决能源问题，人类在积极的寻求新型能源方式。

在能源的寻求过程中，科学家把眼光投向了微生物，利用微生物产生电能，即微生物燃料电池（Microbial Fuel Cell ，MFC ）。

本文简要介绍了微生物燃料电池发展历史及其工作原理，归纳了近年来国内外对微生物电池的研究现状，微生物燃料电池的研究进展以及存在的问题和研究的方向。

最后展望了微生物燃料电池的应用前景。

关键词：微生物燃料电池；产电；废水处理；生物修复；反应器构型；1 前言利用微生物的作用进行能量转换（如碳水化合物的代谢或光合作用等），把呼吸作用产生的电子传递到电极上，这样的装置叫微生物燃料电池。

用微生物作生物催化剂，可在常温下进行转[1]。

纵观微生物燃料电池的发展历史，经历了几种形式的变革[2]。

早期的微生物燃料电池是将微生物发酵的产物作为电池的燃料，如从家畜粪便中提取甲烷气体作为燃料发电。

20 世纪60 年代末以来，人们将微生物发酵和制电过程合为一体。

20世纪80年代后，由于电子传递中间体的广泛应用，微生物燃料电池的输出功率有了较大的提高，使其作为小功率电源而使用的可行性增大，并因此推动了它的研究和开发。

但这种装置仍存在诸多缺点，因此也制约了其发展。

2002 年后，随着直接将电子传递给固体电子受体的菌种的发现，人们发明了无需使用电子传递中间体的微生物电池，其中所使用的菌种可以将电子直接传递给电极。

由于微生物燃料电池能够长时间提供稳定电能，所以它在诸如深海底部和敌方境内的军事装备这些“特殊区域”具有潜在用途。

特别是美国科学家Loga n的同时废水处理和微生物发电的研究，给MFC的研究注入了新的活力，引起了世界各国科学家的高度关注[3]。

微生物燃料电池（MFC）是将解决环境污染问题与生产新能源有机结合起来的新技术之一。

具有燃料来源多样化、无污染、能源利用效率高、操作条件温和、生物相容用微生物作催化剂，以污水为原料，将污染环境的有机生物质转化为电能的装置性强、安全、高效和连续等优点。

(10)申请公布号(43)申请公布日 (21)申请号 201511015681.X(22)申请日 2015.12.29CGMCC No. 11687 2015.11.19C12N 1/20(2006.01)C12N 15/74(2006.01)C12N 15/64(2006.01)C12R 1/01(2006.01)(71)申请人厦门大学地址361005 福建省厦门市思明南路422号(72)发明人周云丽 吴意珣 苏畅 张霞卢英华(74)专利代理机构厦门南强之路专利事务所(普通合伙) 35200代理人马应森 何加友(54)发明名称一种运用于希瓦氏菌的质粒载体构建方法(57)摘要一种运用于希瓦氏菌的质粒载体构建方法，涉及希瓦氏菌。

厦门希瓦氏菌(Shewanellaxiamenensis)BC01，保藏编号CGMCC No.11687。

由厦门希瓦氏菌BC01提取质粒，纯化得pSXM33，将其送检测序；根据得到的序列信息，与NCBI 数据库信息比对，确定pSXM33质粒上开放阅读框的分布状况，并绘制该质粒的图谱。

运用基因工程手段，从pSXM33中截取带有复制起始部分的片段，与pET28a 质粒的抗性及复制原点片段连接，构建成pETSXM1与pETSXM2两种质粒。

经验证pETSXM1与pETSXM2能穿梭于大肠杆菌与希瓦氏菌MR-1中。

(83)生物保藏信息(51)Int.Cl.(19)中华人民共和国国家知识产权局(12)发明专利申请权利要求书1页 说明书8页序列表12页 附图3页CN 105505822 A 2016.04.20C N 105505822A1.厦门希瓦氏菌(Shewanella xiamenensis)BC01，已于2015年11月19日保藏于中国微生物菌种保藏管理委员会普通微生物中心，保藏中心登记入册编号：CGMCC No.11687。

2.运用于希瓦氏菌的质粒载体构建方法，其特征在于包括以下步骤：1)将如权利要求1所述厦门希瓦氏菌(Shewanella xiamenensis)BC01在培养基中培养16h后收获，使用OmegaPlasmid Mini Kit提取质粒DNA，提取所得质粒DNA经过琼脂糖凝胶电泳分离后，割胶回收纯化得到单一质粒，命名为pSXM33；2)使用多种限制性内切酶处理pSXM33，经琼脂糖凝胶电泳初步寻找质粒限制性酶切位点；3)将纯化的pSXM33质粒测序，将所得序列导入序列分析软件Vector NTI，将所得的pSXM33序列信息与美国国家生物技术信息中心(NCBI)数据库进行对比，通过序列分析软件Vector NTI处理，绘制pSXM33图谱；4)运用已知的质粒pET28a序列与pSXM33序列设计引物，并利用以质粒pET28a，PCR分别扩增得到pET-2278bp片段、pSXM33为模板PCR扩增得到SXM2-1074bp与SXM1-4608bp片段，上述片段均包含ORF3；PCR产物序列的两端均导入限制性酶切位点BamHI与SpeI；PCR结果由琼脂糖凝胶电泳验证；5)将pET-2278bp ,SXM1-4608bp，SXM2-1074bp片段分别用限制性内切酶BamHI与SpeI酶切后，用DNA连接酶将pET-2278bp片段分别与SXM1-4608bp和SXM2-1074bp片段相连，即为重组质粒pETSXM1与pETSXM2，然后将pETSXM1与pETSXM2分别转化至大肠杆菌DH5α，pETSXM1与pETSXM2通过琼脂糖凝胶电泳进行验证；6)利用电转化的方法将质粒p E T S X M 1与p E T S X M 2各自转化至S h e w a n e l l a oneidensisMR-1之中；7)转化pETSXM1与pETSXM2后的Shewanella oneidensis MR-1在培养12h与16h条件进行Real-time QPCR，测定质粒拷贝数。