微生物可以利用哪些化合物作為電子受體

『壹』 微生物降解過程中可利用的電子供體有哪些

微生物的代謝方式決定，有氧氣，水，氮氣，氨，代謝中間化合物等

『貳』 BTEX在河流滲濾系統中的環境行為

（一）BTEX的淋溶行為

淋溶作用是指通過雨水天然下滲或人工灌溉，將上方土層中的某些礦物鹽類或有機物質溶解並轉移到下方土層中的作用，它是污染物隨滲透水沿土壤垂直剖面向下的運動，是污染物在水土系統中發生的一種綜合性的環境行為。由於淋溶作用使溶解於土壤孔隙水中的污染物隨土壤孔隙水的垂直運動而不斷向下入滲，因此能夠造成污染物對地下水的危害。

BTEX各組分的溶解度相對較高，是汽油組分中最容易在土壤中隨孔隙水遷移的成分。影響BTEX淋溶作用的主要因素包括其在土壤的吸附作用和微生物降解作用。目前單獨對BTEX淋溶作用的研究還不多見，大多是伴隨BTEX在包氣帶中的吸附和降解行為的研究而進行的。胡黎明等（2003）的試驗模擬研究發現，BTEX從泄漏點通過非飽和土層向下運移，在地下水位以上形成了高質量分數區，並沿地下水面發生側向遷移，部分溶解的BTEX組分在水體擴散。通常，地下水的流動性對BTEX的遷移有一定影響。而影響BTEX淋溶作用的土壤特性包括有機質含量、孔隙率和礦物質表面積等。然而，Huese-mann et al.（2005）的研究卻發現，BTEX在高濃度原油污染的老化土壤中的淋溶行為主要取決於石油烴的溶解平衡，而與土壤特性無關。

（二）BTEX在滲濾過程中的降解行為

BTEX在河流滲濾系統中存在多種遷移轉化行為，包括揮發、吸附和微生物降解等。其中揮發、吸附雖然能夠延緩對地下水產生的危害，但並不能改變其在環境中的總量，而降解是去除有機污染物的唯一有效途徑。BTEX在土壤中的降解方式主要有兩種：非生物降解和生物降解。非生物降解包括化學降解和光解作用。生物降解是引起有機污染物分解的最重要的環境行為之一。研究表明，降解是從土壤中去除BTEX的最佳方式（Kao etal.，2006）。微生物降解主要是利用微生物將BTEX污染物礦化為水、CO₂和CH4等環境可接受的物質，從而達到去除BTEX污染的目的。

1.微生物降解的條件和影響因素

A.微生物降解的條件

（1）微生物。天然條件下，微生物降解作用的發生首先要求有微生物的存在，即土著微生物存在。研究表明，自然界蘊藏著無窮的微生物個體，地下在很大深度范圍內，甚至在500～600m深處都活躍著各種微生物菌群（Thomas，1997a）。從結構上看，包括原核生物、真核生物、非細胞型生物；從生理特徵上看，有自養型、異養型、光能型等。在河流沉積物中存在大量能夠降解有機污染物的微生物菌群，大多數已發現的微生物屬於好氧微生物，同時也發現了一些厭氧菌。Smith et al.（1998）在一受污染的砂礫石含水層中觀察到有細菌參與了反硝化作用。

（2）碳源和能源。許多合成有機物可以像天然有機物那樣作為微生物的生長基質，有機化合物既是微生物的碳源，又是能源。在微生物代謝過程中，分解有機化合物，獲得生長、繁殖所需的碳及能量。當微生物代謝時，一些有機污染物作為食物源提供能量和細胞生長所需的碳；另一些有機物不能作為微生物唯一的碳源和能源，必須由另外的化合物提供，因此有機物生物降解存在兩種代謝模式：生長代謝和共代謝模式（戴樹桂，2006）。在微生物生長代謝過程中，同時需要電子供體和電子受體的參與。電子供體指在氧化還原反應中失去電子而被氧化的物質；電子受體指氧化還原反應中得到電子而被還原的物質。當電子在兩者之間傳遞時，微生物獲得生長所需的能量。一般，在代謝過程中有機污染物常是電子供體。

（3）電子受體。地下水環境中許多組分可作為電子受體，包括O₂、 、Fe（Ⅲ）、 和CO₂。電子受體不同，微生物的代謝方式也不同。好氧條件下苯礦化為CO₂產生的能量最多，在厭氧條件下，產能的順序由高到低為反硝化作用、鐵還原作用、硫酸鹽還原作用和產甲烷作用。

有機污染物的微生物降解是一種氧化還原反應，反應中有機物失去電子被氧化，電子受體得到電子被還原。微生物利用有機物與電子受體間的氧化還原反應生成的能量，合成新細胞，並維持已生成的舊細胞。該過程中只有一部分自由能能夠為細胞所利用，從反應的整體來看，微生物只是起氧化還原催化劑的作用。它既不能氧化基質，也不能還原電子受體，只是起到傳遞電子的作用。每種反應都有其發生的氧化還原條件，只有在特定的條件下微生物才能起作用。通常，有機物的降解首先利用氧作為電子受體，其次是 、Fe（Ⅲ）、 和CO₂。

B.影響有機物生物降解的因素

有機污染物的生物降解主要取決於兩類因素，一類是有機污染物本身的特性，包括有機化合物的結構和物理化學性質，微生物本身的特性，主要是微生物群體的活性；另一類是控制反應速率的環境因素，包括溫度、酸鹼度、濕度、溶解氧、微生物的營養物、吸附作用等。

（1）有機化合物的理化性質。有研究表明，有機污染物的化學結構、物理化學性質與微生物降解之間存在以下的一些關系和規律。

1）結構簡單的有機化合物一般先發生降解，結構復雜的後發生降解。分子量小的有機化合物比分子量大的有機化合物易降解。

2）如果有機化合物主要分子鏈上除碳元素外還有其他元素時，則不易被降解。

3）取代基的位置、數量、碳鏈的長短也會影響有機污染物的生物可利用性。

苯環結構較為穩定，而甲基的存在提高了甲苯的生物可利用性。與甲苯相比，二甲苯和三甲苯隨甲基數量的增加發生降解的可能性減弱。甲苯和乙苯相比，甲苯的微生物降解馴化期短，平均降解速率大。這說明取代基中碳鏈越長，微生物降解程度越低。在二甲苯的三種同分異構體中，間二甲苯和對二甲苯的微生物降解難易程度相近，間二甲苯略優於對二甲苯，而鄰二甲苯的微生物降解作用最為微弱。

另外，有機化合物的溶解度對微生物也有影響，一般說來，微生物只能有效地降解溶解於水中的有機污染物，因此溶解度高的有機化合物生物可利用性較高。不溶於水的化合物，其代謝反應只限於微生物能接觸到的水和污染物的界面處，有限的接觸面妨礙了難溶化合物的降解。

（2）微生物群體的特性。土壤中微生物的種類、分布、密度、群體間的相互作用，以及馴化程度直接影響到有機污染物的降解性能。當土壤中存在降解污染物的微生物，但其數量過少時，會導致降解速率低，其對水質凈化作用的貢獻不大。

（3）環境因素包括如下六方面。

溫度 通常，微生物生長的溫度范圍介於-12～100℃之間，大多數微生物生活在30～40℃之間。在適宜的溫度范圍內，微生物可大量生長繁殖。

另外，溫度對地下水中溶解氧的含量，以及有機污染物的溶解度影響很大。隨溫度升高，溶解氧含量降低。天然條件下，地理位置和季節的變化對微生物降解的速度和效率起到了控製作用。

酸鹼度 pH值對微生物的生命活動、物質代謝也有較大影響。大多數微生物對pH值的適應范圍介於4～10之間，最適值介於6.5～7.5之間。有機污染物的生物降解往往是一個產酸或產鹼的過程，過高或過低的pH值對微生物的生長繁殖都不利。這就需要土壤-水環境具有較強的緩沖能力，否則pH值過高或過低都將抑制微生物的生長。

濕度 水是微生物生命活動必需的一種營養成分，也是影響微生物降解的重要因素。濕度的大小影響著氧的含量水平，在包氣帶中，含水量達到80％～90％時，即氣體的體積百分比低於10％～20％時，就從好氧條件轉化為厭氧條件。

溶解氧和E_h值 土壤中溶解氧的量和E_h值的大小決定著微生物降解過程中以何種化合物作為電子受體。一般情況下，地下水污染羽中會出現微生物降解作用的分帶現象。從污染源到污染羽邊緣，氧化性逐漸增強，表現為溶解氧和E_h值增大，生物降解作用也依次從產甲烷作用、硫酸鹽還原、鐵還原、錳還原和反硝化作用過渡為好氧作用。

微生物的營養物 微生物生長除基質外，還需要氮、磷、硫、鎂等營養元素。如果環境中這些營養成分供應不足，就會限制有機污染物的降解。自然環境中，微生物表現出對低營養條件很適應，許多微生物在高營養條件下生長緩慢或根本不生長，在低營養條件下卻能夠大量繁殖（Ghiores et al.，1985）。

吸附作用 吸附是影響有機污染物在河流滲濾系統中遷移轉化的重要環境行為之一，本部分主要討論吸附作用對微生物降解作用的影響。有機化合物和微生物在土壤顆粒表面都存在吸附現象，也可將細菌看做活的膠體顆粒，它通過分子吸附黏附在顆粒表面。近年來，國內外許多學者將吸附作用與微生物降解作用結合起來開展了大量的研究工作。研究表明，吸附作用阻礙了有機污染物的微生物降解。如果吸附質本身具有抑製作用，它的吸附會降低附著的微生物的活性，但是同時會增加游離微生物的活性。

2.BTEX生物降解研究綜述

最初，研究的重點是好氧條件下BTEX的微生物降解。實驗室和野外的試驗都證明，在好氧條件下，微生物能夠降解BTEX（Chiang et al.，1989；Song et al.，1990；Wilson etal.，1983）。好氧微生物降解具有產能高、降解速度快的優點。但是，因為氧在水中的溶解度低，溶解氧很快會被有機物消耗，地下水系統中的污染區多處於厭氧狀態。因此，目前的研究重點已轉向厭氧條件下BTEX的微生物降解性能的研究。

最早的關於厭氧條件下苯降解的報道出現在1980年（Nales et al.，1998）。在Ward的研究中，少量放射性標志的苯和甲苯在產甲烷富集培養試驗中以14 CH4和14 CO₂的形式被回收。隨後Gribic-Galic et al.於1987年報道，污泥接種的混合產甲烷富集培養過程中苯被礦化為CO₂和CH4。近年來，許多研究人員（Edwards et al.，1994；Kazumi et al.，1997；Weiner et al.，1998a，b；Wilson et al.，1986）。分別進行了在產甲烷條件下苯的降解性能試驗研究。1992年，Edwards et al.（1992a）在添加硫酸鹽的嚴格控制的厭氧含水層物質微環境中，觀察到放射性標志的苯被完全礦化為CO₂。Lovely et al.（1995）的研究表明，在還原的海灣沉積物中，苯的降解與硫酸鹽還原反應明顯相關，這是最早利用天然沉積物中的組分作為厭氧條件下苯微生物降解的電子受體的報道。Hagg、Beller和Weiner等人的研究也都發現苯的降解與硫酸鹽還原反應有關（Beller et al.，1992；Hagg etal.，1991；Weiner et al.，1998 ab）。Lovely、Rugge和Anderson等還發現，厭氧條件下苯的礦化還與鐵還原有關（Anderson et al.，1998；Lovley et al.，1994，1996；Rugge et al.，1995）。Kuhn et al.（1985）的研究表明，河流沉積物中的反硝化菌能降解二甲苯的三種同分異構體。Zeyer和Kuhn在含水層物質土柱試驗中觀察到反硝化條件下間二甲苯和甲苯的快速降解（Zeyer et al.，1986；Kuhn et al.，1988）。Evans et al.（1991）分離出了將甲苯作為唯一基質的反硝化細菌，同時還發現了鄰二甲苯和甲苯的共代謝作用。Hutchins etal.（1991）發現反硝化條件下BTEX可降解。目前，關於反硝化條件下苯的生物降解性能的認識還未達成一致的結論，多數研究認為在反硝化條件下苯不會被降解（Alvarez et al.，1995；Anid et al.，1993；Ball et al.，1996；Barbaro et al.，1992；Borden et al.，1997；Evanset al.，1991；Hutchins et al.，1991；Kuhn et al.，1988；Kao，1997；Lovley，1997；Thoms etal.，1997b；Zeyer et al.，1986），這通常認為是由於苯環的結構穩定。而有的研究則認為，反硝化條件下苯能發生降解（Burland et al.，1999；Gersberg et al.，1991；Nales et al.，1998；Major et al.，1988；Morgan et al.，1993；吳玉成等，1999）。

微生物是降解作用的主體，在降解的過程中起著關鍵的作用，目前已經從環境中分離出了多種能夠降解BTEX的微生物菌群，細菌是能夠代謝降解有機污染物最常見的微生物，另一些研究發現，在降解BTEX過程中真菌也起到了明顯的作用（Leahy et al.，2003；Nikolova et al.，2005；Van Hamme et al.，2003；Schulze et al.，2003）。

土壤中，BTEX的微生物降解取決於各組分的性質、微生物菌群、土壤的理化性質和影響微生物生長的環境因素等。Dou et al.（2008a，b）運用馴化的反硝化混合菌群進行了BTEX的厭氧降解試驗。結果表明，混合菌群能夠在反硝化條件下有效降解苯、甲苯、乙苯、鄰二甲苯、間二甲苯和對二甲苯，BTEX的降解規律符合底物抑制的Monod模型；他們給出了混合菌群在反硝化和硫酸鹽還原條件下對BTEX六種組分的厭氧降解速率的排序是：甲苯>乙苯>間二甲苯>鄰二甲苯>苯>對二甲苯；另外，他們還考察了相同的細菌在不同電子受體條件下對BTEX的降解性能，與硫酸鹽相比，硝酸鹽對BTEX的降解效率更高。

微生物對BTEX的降解不僅與各組分的性質相關，而且與BTEX各組分的初始濃度有關，當各組分的初始濃度不同時，微生物會表現出不同的利用類型。生物優先利用何種組分作為基質取決於其毒性和初始濃度（Jo et al.，2008）。不同基質共同存在時，微生物對BTEX的降解也會表現出不同的效應，綜合起來主要表現為三個方面：(1)協同效應，即一種BTEX組分的存在促進其他組分的降解；(2)拮抗效應，一種BTEX組分的存在抑制其他組分的降解；(3)低濃度BTEX組分對其他BTEX組分的降解具有促進作用，然而在高濃度時產生抑製作用（Dou et al.，2008a，b）。Littlejohns et al.（2008）通過建立數學模型來定量研究以上這些相互作用，發現交互參數的動力學模型和共代謝模型能夠較准確地預測BTEX的降解效率和生物量。

如果向原有土壤中接種BTEX降解菌比單獨用該降解菌降解BTEX污染物速度更快。甲苯、乙苯和二甲苯可以被加入的真菌降解，然而苯需要土著微生物才能被降解。中性條件下，真菌的存在對土壤降解能力的影響較小。但是，在酸性條件下，固有降解菌的活性會受到抑制，真菌的存在會明顯加快甲苯和乙苯的降解過程（Prenafeta et al.，2004）。

『叄』 微生物通過什麼方式分解有機物

微生物的呼吸作用

微生物通過生物氧化反應獲得能量的代謝過程。不同的微生物，能分別利用葡萄糖或其他小分子有機物或無機物為基質，以分子氧或無機物或小分子有機物為最終電子受體，通過生物氧化，獲得能量。根據最終電子受體不同，可將微生物的呼吸作用分為有氧呼吸、無氧呼吸和發酵三種類型。

有氧呼吸
以分子氧（O2）為最終電子受體，其中化能異養菌以有機物（主要是葡萄糖）為基質，經糖酵解、三羧酸循環，並經電子傳遞鏈將電子傳遞給O2，獲得能量；化能自養菌以無機物為基質，通過無機物的氧化獲得能量，例如硝化細菌以氨（NH3）、亞硝化細菌以亞硝酸（NO2-）為基質（見硝化作用）。進行有氧呼吸的微生物大多為好氧菌（需氧菌），部分為兼性厭氧菌。

無氧呼吸
以無機氧化物為最終電子受體。這類微生物生活在缺氧的環境中，以無機物作為有機質氧化的最終電子受體。如反硝化細菌以硝酸（NO3-），反硫化細菌以硫酸（SO4-）為電子受體（見反硝化作用、反硫化作用）。

發酵
以有機物為最終電子受體。亦稱無氧呼吸。作為最終電子受體的有機物，通常是基質不完全氧化的中間產物。微生物在無氧條件下，以葡萄糖為基質，通過糖酵解生成丙酮酸，是大多數微生物發酵的共同基礎。由於微生物不同，其代謝途徑和最終產物也不同，如乙醇發酵、乳酸發酵等。發酵是大多數厭氧菌（除進行無氧呼吸的厭氧菌）獲得能量的唯一方式。但這種氧化作用不徹底，只放出部分能量。兼性厭氧菌在缺氧環境中，也通過發酵獲得能量。

『肆』 什麼是單一物質

微生物利用多種或單一物質作為電子供體或受體，各有什麼優缺點有電子供體就必然有電子受體,微生物體內很多反映都是氧化還原反應,必然涉及到供受關系我感覺從問題看,你已經有點把概念搞混了一般來說,基質也就是有機物,通常反應中都是作為電子供體的而好氧條件下,氧一般作為電子受體厭氧條件下,有些反應缺乏電子受體是不能進行的：例如O2 而有些反應是可以進行的,例如反硝化過程NO3-作為電子受體,這樣的反應就可以進行所以說,厭氧反應是不完全的如果你說基於什麼原理,那就是基質當中的物質充當了電子受體,或者中間產物充了電子受體

『伍』 微生物利用多種或單一物質作為電子供體或受體，各有什麼優缺點

微生物利用多種或單一物質作為電子供體或受體，各有什麼優缺點
有電子供體就必然有電子受體,微生物體內很多反映都是氧化還原反應,必然涉及到供受關系
我感覺從問題看,你已經有點把概念搞混了
一般來說,基質也就是有機物,通常反應中都是作為電子供體的
而好氧條件下,氧一般作為電子受體
厭氧條件下,有些反應缺乏電子受體是不能進行的：例如O2
而有些反應是可以進行的,例如反硝化過程NO3-作為電子受體,這樣的反應就可以進行
所以說,厭氧反應是不完全的
如果你說基於什麼原理,那就是基質當中的物質充當了電子受體,或者中間產物充了電子受體

『陸』 微生物燃料電池的分類介體

向微生物燃料電池中添加的介體主要有兩種：第一類是人工合成的介體，主要是一些染料類的物質，如吩嗪、吩噻嗪、靛酚、硫堇等等。這些介體必須滿足一定的條件：
(1) 能穿透進入微生物的細胞內發生氧化反應；
(2) 非常容易得電子；(3) 在被還原之前能快速離開微生物細胞；
(4) 在陽極表面有很好的電化學活性；
(5) 穩定性好；
(6) 在陽極電解液中是可溶的；
(7) 對微生物沒有毒性；
(8) 不會被微生物代謝掉。第二類是某些微生物自身可以合成介體，如Pseudomonas aeruginosastrainKRP1能夠合成綠膿菌素和吩嗪-1-甲醯胺等物質，它合成的介體不光自己可以使用，其它的微生物也可以利用它產生的介體傳遞電子。 微生物燃料電池（MFCs）提供了從可生物降解的、還原的化合物中維持能量產生的新機會。MFCs可以利用不同的碳水化合物，同時也可以利用廢水中含有的各種復雜物質。關於它所涉及的能量代謝過程，以及細菌利用陽極作為電子受體的本質，目前都只有極其有限的信息；還沒有建立關於其中電子傳遞機制的清晰理論。倘若要優化並完整的發展MFCs的產能理論，這些知識都是必須的。依據MFC工作的參數，細菌使用著不同的代謝通路。這也決定了如何選擇特定的微生物及其對應的不同的性能。在此，我們將討論細菌是如何使用陽極作為電子傳遞的受體，以及它們產能輸出的能力。對MFC技術的評價是在與目前其它的產能途徑比較下作出的。
微生物燃料電池並不是新興的東西，利用微生物作為電池中的催化劑這一概念從上個世紀70年代就已存在，並且使用微生物燃料電池處理家庭污水的設想也於1991年實現。但是，經過提升能量輸出的微生物燃料電池則是新生的，為這一事物的實際應用提供了可能的機會。
MFCs將可以被生物降解的物質中可利用的能量直接轉化成為電能。要達到這一目的，只需要使細菌從利用它的天然電子傳遞受體，例如氧或者氮，轉化為利用不溶性的受體，比如MFC的陽極。這一轉換可以通過使用膜聯組分或者可溶性電子穿梭體來實現。然後電子經由一個電阻器流向陰極，在那裡電子受體被還原。與厭氧性消化作用相比，MFC能產生電流，並且生成了以二氧化碳為主的廢氣。
與現有的其它利用有機物產能的技術相比，MFCs具有操作上和功能上的優勢。首先它將底物直接轉化為電能，保證了具有高的能量轉化效率。其次，不同於現有的所有生物能處理，MFCs在常溫，甚至是低溫的環境條件下都能夠有效運作。第三，MFC不需要進行廢氣處理，因為它所產生的廢氣的主要組分是二氧化碳，一般條件下不具有可再利用的能量。第四，MFCs不需要能量輸入，因為僅需通風就可以被動的補充陰極氣體。第五，在缺乏電力基礎設施的局部地區，MFCs具有廣泛應用的潛力，同時也擴大了用來滿足我們對能源需求的燃料的多樣性。 為了衡量細菌的發電能力，控制微生物電子和質子流的代謝途徑必須要確定下來。除去底物的影響之外，電池陽極的勢能也將決定細菌的代謝。增加MFC的電流會降低陽極電勢，導致細菌將電子傳遞給更具還原性的復合物。因此陽極電勢將決定細菌最終電子穿梭的氧化還原電勢，同時也決定了代謝的類型。根據陽極勢能的不同能夠區分一些不同的代謝途徑：高氧化還原氧化代謝，中氧化還原到低氧化還原的代謝，以及發酵。因此，目前報道過的MFCs中的生物從好氧型、兼性厭氧型到嚴格厭氧型的都有分布。
在高陽極電勢的情況下，細菌在氧化代謝時能夠使用呼吸鏈。電子及其相伴隨的質子傳遞需要通過NADH脫氫酶、泛醌、輔酶Q或細胞色素。Kim等研究了這條通路的利用情況。他們觀察到MFC中電流的產生能夠被多種電子呼吸鏈的抑制劑所阻斷。在他們所使用的MFC中，電子傳遞系統利用NADH脫氫酶，Fe/S（鐵/硫）蛋白以及醌作為電子載體，而不使用電子傳遞鏈的2號位點或者末端氧化酶。通常觀察到，在MFCs的傳遞過程中需要利用氧化磷酸化作用，導致其能量轉化效率高達65%。常見的實例包括假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa），微腸球菌（Enterococcus faecium）以及Rhodoferax ferrirecens。
如果存在其它可替代的電子受體，如硫酸鹽，會導致陽極電勢降低，電子則易於沉積在這些組分上。當使用厭氧淤泥作為接種體時，可以重復性的觀察到沼氣的產生，提示在這種情況下細菌並未使用陽極。如果沒有硫酸鹽、硝酸鹽或者其它電子受體的存在，如果陽極持續維持低電勢則發酵就成為此時的主要代謝過程。例如，在葡萄糖的發酵過程中，涉及到的可能的反應是：C6H12O6+2H2O=4H2+2CO2+2C2H4O2 或 6H12O6=2H2+2CO2+C4H8O2。它表明，從理論上說，六碳底物中最多有三分之一的電子能夠用來產生電流，而其它三分之二的電子則保存在產生的發酵產物中，如乙酸和丁酸鹽。總電子量的三分之一用來發電的原因在於氫化酶的性質，它通常使用這些電子產生氫氣，氫化酶一般位於膜的表面以便於與膜外的可活動的電子穿梭體相接觸，或者直接接觸在電極上。同重復觀察到的現象一致，這一代謝類型也預示著高的乙酸和丁酸鹽的產生。一些已知的製造發酵產物的微生物分屬於以下幾類：梭菌屬（Clostridium），產鹼菌（Alcaligenes），腸球菌（Enterococcus），都已經從MFCs中分離出來。此外，在獨立發酵實驗中，觀察到在無氧條件下MFC富集培養時，有豐富的氫氣產生，這一現象也進一步的支持和驗證這一通路。
發酵的產物，如乙酸，在低陽極電勢的情況下也能夠被諸如泥菌屬等厭氧菌氧化，它們能夠在MFC的環境中奪取乙酸中的電子。
代謝途徑的差異與已觀測到的氧化還原電勢的數據一起，為我們一窺微生物電動力學提供了一個深入的窗口。一個在外部電阻很低的情況下運轉的MFC，在剛開始在生物量積累時期只產生很低的電流，因此具有高的陽極電勢（即低的MFC電池電勢）。這是對於兼性好氧菌和厭氧菌的選擇的結果。經過培養生長，它的代謝轉換率，體現為電流水平，將升高。所產生的這種適中的陽極電勢水平將有利於那些適應低氧化的兼性厭氧微生物生長。然而此時，專性厭氧型微生物仍然會受到陽極倉內存在的氧化電勢，同時也可能受到跨膜滲透過來的氧氣影響，而處於生長受抑的狀態。如果外部使用高電阻時，陽極電勢將會變低，甚至只維持微弱的電流水平。在那種情況下，將只能選擇適應低氧化的兼性厭氧微生物以及專性厭氧微生物，使對細菌種類的選擇的可能性被局限了。 電子向電極的傳遞需要一個物理性的傳遞系統以完成電池外部的電子轉移。這一目的既可以通過使用可溶性的電子穿梭體，也可以通過膜結合的電子穿梭復合體。
氧化性的、膜結合的電子傳遞被認為是通過組成呼吸鏈的復合體完成的。已知細菌利用這一通路的例子有Geobacter metallirecens 、嗜水氣單胞菌（Aeromonas hydrophila）以及Rhodoferax ferrirecens。決定一個組分是否能發揮類似電子門控通道的主要要求在於，它的原子空間結構相位的易接近性（即物理上能與電子供體和受體發生相互作用）。門控的勢能與陽極的高低關系則將決定實際上是否能夠使用這一門控（電子不能傳遞給一個更還原的電極）。
MFCs中鑒定出的許多發酵性的微生物都具有某一種氫化酶，例如布氏梭菌和微腸球菌。氫化酶可能直接參加了電子向電極的轉移過程。最近，這一關於電子傳遞方法的設想由McKinlay和Zeikus提出，但是它必須結合可移動的氧化穿梭體。它們展示了氫化酶在還原細菌表面的中性紅的過程中扮演了某一角色。
細菌可以使用可溶性的組分將電子從一個細胞（內）的化合物轉移到電極的表面，同時伴隨著這一化合物的氧化。在很多研究中，都向反應器中添加氧化型中間體比如中性紅，勞氏紫（thionin）和甲基紫蘿鹼（viologen）。經驗表明這些中間體的添加通常都是很關鍵的。但是，細菌也能夠自己製造這些氧化中間體，通過兩種途徑：通過製造有機的、可以被可逆的還原化合物（次級代謝物），和通過製造可以被氧化的代謝中間物（初級代謝物）。
第一種途徑體現在很多種類的細菌中，例如腐敗謝瓦納拉菌（Shewanella putrefaciens）以及銅綠假單胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。近期的研究表明這些微生物的代謝中間物影響著MFCs的性能，甚至普遍干擾了胞外電子的傳遞過程。失活銅綠假單胞菌的MFC中的這些與代謝中間體產生相關的基因，可以將產生的電流單獨降低到原來的二十分之一。由一種細菌製造的氧化型代謝中間體也能夠被其他種類的細菌在向電極傳遞電子的過程中所利用。
通過第二種途徑細菌能夠製造還原型的代謝中間體——但還是需要利用初級代謝中間物——使用代謝中間物如Ha或者HgS作為媒介。Schroder等利用E.coli K12產生氫氣，並將浸泡在生物反應器中的由聚苯胺保護的鉑催化電極處進行再氧化。通過這種方法他們獲得了高達1.5mA/cm2（A，安培）的電流密度，這在之前是做不到。相似的，Straub和Schink發表了利用Sulfurospirillum deleyianum將硫還原至硫化物，然後再由鐵重氧化為氧化程度更高的中間物。

『柒』 微生物可以利用亞硫酸根可以作為電子供體嗎

亞硫酸根與氯化鋇溶液反應離子方程式：亞硫酸鋇：可燃性危險特性：遇酸霧或濕空氣自燃,放出易燃有毒硫化氫氣體;燃燒產生有毒硫氧化物和含鋇化物煙霧。溶解性：微溶於水，不溶於醇，溶於稀HCl。水中的溶解度為0.016g/100mL，20℃時為0.0197g/100gH2O。[2] Ksp=5.3×10^-7。

『捌』 總結一下各種發酵過程中參與的微生物，電子受體以及產物各是什麼！

微生物發酵即是指利用微生物，在適宜的條件下，將原料經過特定的代謝途徑轉化為人類所需要的產物的過程。微生物發酵生產水平主要取決於菌種本身的遺傳特性和培養條件。發酵工程的應用范圍有：⑴醫葯工業，⑵食品工業，⑶能源工業，⑷化學工業，⑸農業：改造植物基因；生物固氮；工程殺蟲菌生物農葯；微生物養料。⑹環境保護等方面。

『玖』 光合作用的最終電子受體是誰

電子受體概念：指在電子傳遞中接受電子的物質和被還原的物質.
最終電子受體實例：（1）光合作用以NADP+作為最終電子受體；（2）有氧呼吸以氧氣分子作為最終電子受體；（3）無氧呼吸以無機化合物或有機化合物作為最終電子受體.
光合作用的最終電子受體是NADP+

光合作用以NADP+作為最終電子受體；

『拾』 65．以有機物為機制的生物氧化反應中，主要以外源無機氧化物作為最終電子受體，稱為

有氧呼吸 以分子氧（O2）為最終電子受體，其中化能異養菌以有機物（主要是葡萄糖）為基質，經糖酵解、三羧酸循環，並經電子傳遞鏈將電子傳遞給O2，獲得能量；化能自養菌以無機物為基質，通過無機物的氧化獲得能量，例如硝化細菌以氨（NH3）、亞硝化細菌以亞硝酸（NO2-）為基質（見硝化作用）。進行有氧呼吸的微生物大多為好氧菌（需氧菌），部分為兼性厭氧菌。

無氧呼吸 以無機氧化物為最終電子受體。這類微生物生活在缺氧的環境中，以無機物作為有機質氧化的最終電子受體。如反硝化細菌以硝酸（NO3-），反硫化細菌以硫酸（SO4-）為電子受體（見反硝化作用、反硫化作用）。

發酵 以有機物為最終電子受體。亦稱無氧呼吸。作為最終電子受體的有機物，通常是基質不完全氧化的中間產物。微生物在無氧條件下，以葡萄糖為基質，通過糖酵解生成丙酮酸，是大多數微生物發酵的共同基礎。由於微生物不同，其代謝途徑和最終產物也不同，如乙醇發酵、乳酸發酵等。發酵是大多數厭氧菌（除進行無氧呼吸的厭氧菌）獲得能量的唯一方式。但這種氧化作用不徹底，只放出部分能量。兼性厭氧菌在缺氧環境中，也通過發酵獲得能量。