微生物可以利用哪些化合物作为电子受体

‘壹’ 微生物降解过程中可利用的电子供体有哪些

微生物的代谢方式决定，有氧气，水，氮气，氨，代谢中间化合物等

‘贰’ BTEX在河流渗滤系统中的环境行为

（一）BTEX的淋溶行为

淋溶作用是指通过雨水天然下渗或人工灌溉，将上方土层中的某些矿物盐类或有机物质溶解并转移到下方土层中的作用，它是污染物随渗透水沿土壤垂直剖面向下的运动，是污染物在水土系统中发生的一种综合性的环境行为。由于淋溶作用使溶解于土壤孔隙水中的污染物随土壤孔隙水的垂直运动而不断向下入渗，因此能够造成污染物对地下水的危害。

BTEX各组分的溶解度相对较高，是汽油组分中最容易在土壤中随孔隙水迁移的成分。影响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。目前单独对BTEX淋溶作用的研究还不多见，大多是伴随BTEX在包气带中的吸附和降解行为的研究而进行的。胡黎明等（2003）的试验模拟研究发现，BTEX从泄漏点通过非饱和土层向下运移，在地下水位以上形成了高质量分数区，并沿地下水面发生侧向迁移，部分溶解的BTEX组分在水体扩散。通常，地下水的流动性对BTEX的迁移有一定影响。而影响BTEX淋溶作用的土壤特性包括有机质含量、孔隙率和矿物质表面积等。然而，Huese-mann et al.（2005）的研究却发现，BTEX在高浓度原油污染的老化土壤中的淋溶行为主要取决于石油烃的溶解平衡，而与土壤特性无关。

（二）BTEX在渗滤过程中的降解行为

BTEX在河流渗滤系统中存在多种迁移转化行为，包括挥发、吸附和微生物降解等。其中挥发、吸附虽然能够延缓对地下水产生的危害，但并不能改变其在环境中的总量，而降解是去除有机污染物的唯一有效途径。BTEX在土壤中的降解方式主要有两种：非生物降解和生物降解。非生物降解包括化学降解和光解作用。生物降解是引起有机污染物分解的最重要的环境行为之一。研究表明，降解是从土壤中去除BTEX的最佳方式（Kao etal.，2006）。微生物降解主要是利用微生物将BTEX污染物矿化为水、CO₂和CH4等环境可接受的物质，从而达到去除BTEX污染的目的。

1.微生物降解的条件和影响因素

A.微生物降解的条件

（1）微生物。天然条件下，微生物降解作用的发生首先要求有微生物的存在，即土着微生物存在。研究表明，自然界蕴藏着无穷的微生物个体，地下在很大深度范围内，甚至在500～600m深处都活跃着各种微生物菌群（Thomas，1997a）。从结构上看，包括原核生物、真核生物、非细胞型生物；从生理特征上看，有自养型、异养型、光能型等。在河流沉积物中存在大量能够降解有机污染物的微生物菌群，大多数已发现的微生物属于好氧微生物，同时也发现了一些厌氧菌。Smith et al.（1998）在一受污染的砂砾石含水层中观察到有细菌参与了反硝化作用。

（2）碳源和能源。许多合成有机物可以像天然有机物那样作为微生物的生长基质，有机化合物既是微生物的碳源，又是能源。在微生物代谢过程中，分解有机化合物，获得生长、繁殖所需的碳及能量。当微生物代谢时，一些有机污染物作为食物源提供能量和细胞生长所需的碳；另一些有机物不能作为微生物唯一的碳源和能源，必须由另外的化合物提供，因此有机物生物降解存在两种代谢模式：生长代谢和共代谢模式（戴树桂，2006）。在微生物生长代谢过程中，同时需要电子供体和电子受体的参与。电子供体指在氧化还原反应中失去电子而被氧化的物质；电子受体指氧化还原反应中得到电子而被还原的物质。当电子在两者之间传递时，微生物获得生长所需的能量。一般，在代谢过程中有机污染物常是电子供体。

（3）电子受体。地下水环境中许多组分可作为电子受体，包括O₂、 、Fe（Ⅲ）、 和CO₂。电子受体不同，微生物的代谢方式也不同。好氧条件下苯矿化为CO₂产生的能量最多，在厌氧条件下，产能的顺序由高到低为反硝化作用、铁还原作用、硫酸盐还原作用和产甲烷作用。

有机污染物的微生物降解是一种氧化还原反应，反应中有机物失去电子被氧化，电子受体得到电子被还原。微生物利用有机物与电子受体间的氧化还原反应生成的能量，合成新细胞，并维持已生成的旧细胞。该过程中只有一部分自由能能够为细胞所利用，从反应的整体来看，微生物只是起氧化还原催化剂的作用。它既不能氧化基质，也不能还原电子受体，只是起到传递电子的作用。每种反应都有其发生的氧化还原条件，只有在特定的条件下微生物才能起作用。通常，有机物的降解首先利用氧作为电子受体，其次是 、Fe（Ⅲ）、 和CO₂。

B.影响有机物生物降解的因素

有机污染物的生物降解主要取决于两类因素，一类是有机污染物本身的特性，包括有机化合物的结构和物理化学性质，微生物本身的特性，主要是微生物群体的活性；另一类是控制反应速率的环境因素，包括温度、酸碱度、湿度、溶解氧、微生物的营养物、吸附作用等。

（1）有机化合物的理化性质。有研究表明，有机污染物的化学结构、物理化学性质与微生物降解之间存在以下的一些关系和规律。

1）结构简单的有机化合物一般先发生降解，结构复杂的后发生降解。分子量小的有机化合物比分子量大的有机化合物易降解。

2）如果有机化合物主要分子链上除碳元素外还有其他元素时，则不易被降解。

3）取代基的位置、数量、碳链的长短也会影响有机污染物的生物可利用性。

苯环结构较为稳定，而甲基的存在提高了甲苯的生物可利用性。与甲苯相比，二甲苯和三甲苯随甲基数量的增加发生降解的可能性减弱。甲苯和乙苯相比，甲苯的微生物降解驯化期短，平均降解速率大。这说明取代基中碳链越长，微生物降解程度越低。在二甲苯的三种同分异构体中，间二甲苯和对二甲苯的微生物降解难易程度相近，间二甲苯略优于对二甲苯，而邻二甲苯的微生物降解作用最为微弱。

另外，有机化合物的溶解度对微生物也有影响，一般说来，微生物只能有效地降解溶解于水中的有机污染物，因此溶解度高的有机化合物生物可利用性较高。不溶于水的化合物，其代谢反应只限于微生物能接触到的水和污染物的界面处，有限的接触面妨碍了难溶化合物的降解。

（2）微生物群体的特性。土壤中微生物的种类、分布、密度、群体间的相互作用，以及驯化程度直接影响到有机污染物的降解性能。当土壤中存在降解污染物的微生物，但其数量过少时，会导致降解速率低，其对水质净化作用的贡献不大。

（3）环境因素包括如下六方面。

温度 通常，微生物生长的温度范围介于-12～100℃之间，大多数微生物生活在30～40℃之间。在适宜的温度范围内，微生物可大量生长繁殖。

另外，温度对地下水中溶解氧的含量，以及有机污染物的溶解度影响很大。随温度升高，溶解氧含量降低。天然条件下，地理位置和季节的变化对微生物降解的速度和效率起到了控制作用。

酸碱度 pH值对微生物的生命活动、物质代谢也有较大影响。大多数微生物对pH值的适应范围介于4～10之间，最适值介于6.5～7.5之间。有机污染物的生物降解往往是一个产酸或产碱的过程，过高或过低的pH值对微生物的生长繁殖都不利。这就需要土壤-水环境具有较强的缓冲能力，否则pH值过高或过低都将抑制微生物的生长。

湿度 水是微生物生命活动必需的一种营养成分，也是影响微生物降解的重要因素。湿度的大小影响着氧的含量水平，在包气带中，含水量达到80％～90％时，即气体的体积百分比低于10％～20％时，就从好氧条件转化为厌氧条件。

溶解氧和E_h值 土壤中溶解氧的量和E_h值的大小决定着微生物降解过程中以何种化合物作为电子受体。一般情况下，地下水污染羽中会出现微生物降解作用的分带现象。从污染源到污染羽边缘，氧化性逐渐增强，表现为溶解氧和E_h值增大，生物降解作用也依次从产甲烷作用、硫酸盐还原、铁还原、锰还原和反硝化作用过渡为好氧作用。

微生物的营养物 微生物生长除基质外，还需要氮、磷、硫、镁等营养元素。如果环境中这些营养成分供应不足，就会限制有机污染物的降解。自然环境中，微生物表现出对低营养条件很适应，许多微生物在高营养条件下生长缓慢或根本不生长，在低营养条件下却能够大量繁殖（Ghiores et al.，1985）。

吸附作用 吸附是影响有机污染物在河流渗滤系统中迁移转化的重要环境行为之一，本部分主要讨论吸附作用对微生物降解作用的影响。有机化合物和微生物在土壤颗粒表面都存在吸附现象，也可将细菌看做活的胶体颗粒，它通过分子吸附黏附在颗粒表面。近年来，国内外许多学者将吸附作用与微生物降解作用结合起来开展了大量的研究工作。研究表明，吸附作用阻碍了有机污染物的微生物降解。如果吸附质本身具有抑制作用，它的吸附会降低附着的微生物的活性，但是同时会增加游离微生物的活性。

2.BTEX生物降解研究综述

最初，研究的重点是好氧条件下BTEX的微生物降解。实验室和野外的试验都证明，在好氧条件下，微生物能够降解BTEX（Chiang et al.，1989；Song et al.，1990；Wilson etal.，1983）。好氧微生物降解具有产能高、降解速度快的优点。但是，因为氧在水中的溶解度低，溶解氧很快会被有机物消耗，地下水系统中的污染区多处于厌氧状态。因此，目前的研究重点已转向厌氧条件下BTEX的微生物降解性能的研究。

最早的关于厌氧条件下苯降解的报道出现在1980年（Nales et al.，1998）。在Ward的研究中，少量放射性标志的苯和甲苯在产甲烷富集培养试验中以14 CH4和14 CO₂的形式被回收。随后Gribic-Galic et al.于1987年报道，污泥接种的混合产甲烷富集培养过程中苯被矿化为CO₂和CH4。近年来，许多研究人员（Edwards et al.，1994；Kazumi et al.，1997；Weiner et al.，1998a，b；Wilson et al.，1986）。分别进行了在产甲烷条件下苯的降解性能试验研究。1992年，Edwards et al.（1992a）在添加硫酸盐的严格控制的厌氧含水层物质微环境中，观察到放射性标志的苯被完全矿化为CO₂。Lovely et al.（1995）的研究表明，在还原的海湾沉积物中，苯的降解与硫酸盐还原反应明显相关，这是最早利用天然沉积物中的组分作为厌氧条件下苯微生物降解的电子受体的报道。Hagg、Beller和Weiner等人的研究也都发现苯的降解与硫酸盐还原反应有关（Beller et al.，1992；Hagg etal.，1991；Weiner et al.，1998 ab）。Lovely、Rugge和Anderson等还发现，厌氧条件下苯的矿化还与铁还原有关（Anderson et al.，1998；Lovley et al.，1994，1996；Rugge et al.，1995）。Kuhn et al.（1985）的研究表明，河流沉积物中的反硝化菌能降解二甲苯的三种同分异构体。Zeyer和Kuhn在含水层物质土柱试验中观察到反硝化条件下间二甲苯和甲苯的快速降解（Zeyer et al.，1986；Kuhn et al.，1988）。Evans et al.（1991）分离出了将甲苯作为唯一基质的反硝化细菌，同时还发现了邻二甲苯和甲苯的共代谢作用。Hutchins etal.（1991）发现反硝化条件下BTEX可降解。目前，关于反硝化条件下苯的生物降解性能的认识还未达成一致的结论，多数研究认为在反硝化条件下苯不会被降解（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），这通常认为是由于苯环的结构稳定。而有的研究则认为，反硝化条件下苯能发生降解（Burland et al.，1999；Gersberg et al.，1991；Nales et al.，1998；Major et al.，1988；Morgan et al.，1993；吴玉成等，1999）。

微生物是降解作用的主体，在降解的过程中起着关键的作用，目前已经从环境中分离出了多种能够降解BTEX的微生物菌群，细菌是能够代谢降解有机污染物最常见的微生物，另一些研究发现，在降解BTEX过程中真菌也起到了明显的作用（Leahy et al.，2003；Nikolova et al.，2005；Van Hamme et al.，2003；Schulze et al.，2003）。

土壤中，BTEX的微生物降解取决于各组分的性质、微生物菌群、土壤的理化性质和影响微生物生长的环境因素等。Dou et al.（2008a，b）运用驯化的反硝化混合菌群进行了BTEX的厌氧降解试验。结果表明，混合菌群能够在反硝化条件下有效降解苯、甲苯、乙苯、邻二甲苯、间二甲苯和对二甲苯，BTEX的降解规律符合底物抑制的Monod模型；他们给出了混合菌群在反硝化和硫酸盐还原条件下对BTEX六种组分的厌氧降解速率的排序是：甲苯>乙苯>间二甲苯>邻二甲苯>苯>对二甲苯；另外，他们还考察了相同的细菌在不同电子受体条件下对BTEX的降解性能，与硫酸盐相比，硝酸盐对BTEX的降解效率更高。

微生物对BTEX的降解不仅与各组分的性质相关，而且与BTEX各组分的初始浓度有关，当各组分的初始浓度不同时，微生物会表现出不同的利用类型。生物优先利用何种组分作为基质取决于其毒性和初始浓度（Jo et al.，2008）。不同基质共同存在时，微生物对BTEX的降解也会表现出不同的效应，综合起来主要表现为三个方面：(1)协同效应，即一种BTEX组分的存在促进其他组分的降解；(2)拮抗效应，一种BTEX组分的存在抑制其他组分的降解；(3)低浓度BTEX组分对其他BTEX组分的降解具有促进作用，然而在高浓度时产生抑制作用（Dou et al.，2008a，b）。Littlejohns et al.（2008）通过建立数学模型来定量研究以上这些相互作用，发现交互参数的动力学模型和共代谢模型能够较准确地预测BTEX的降解效率和生物量。

如果向原有土壤中接种BTEX降解菌比单独用该降解菌降解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，然而苯需要土着微生物才能被降解。中性条件下，真菌的存在对土壤降解能力的影响较小。但是，在酸性条件下，固有降解菌的活性会受到抑制，真菌的存在会明显加快甲苯和乙苯的降解过程（Prenafeta et al.，2004）。

‘叁’ 微生物通过什么方式分解有机物

微生物的呼吸作用

微生物通过生物氧化反应获得能量的代谢过程。不同的微生物，能分别利用葡萄糖或其他小分子有机物或无机物为基质，以分子氧或无机物或小分子有机物为最终电子受体，通过生物氧化，获得能量。根据最终电子受体不同，可将微生物的呼吸作用分为有氧呼吸、无氧呼吸和发酵三种类型。

有氧呼吸
以分子氧（O2）为最终电子受体，其中化能异养菌以有机物（主要是葡萄糖）为基质，经糖酵解、三羧酸循环，并经电子传递链将电子传递给O2，获得能量；化能自养菌以无机物为基质，通过无机物的氧化获得能量，例如硝化细菌以氨（NH3）、亚硝化细菌以亚硝酸（NO2-）为基质（见硝化作用）。进行有氧呼吸的微生物大多为好氧菌（需氧菌），部分为兼性厌氧菌。

无氧呼吸
以无机氧化物为最终电子受体。这类微生物生活在缺氧的环境中，以无机物作为有机质氧化的最终电子受体。如反硝化细菌以硝酸（NO3-），反硫化细菌以硫酸（SO4-）为电子受体（见反硝化作用、反硫化作用）。

发酵
以有机物为最终电子受体。亦称无氧呼吸。作为最终电子受体的有机物，通常是基质不完全氧化的中间产物。微生物在无氧条件下，以葡萄糖为基质，通过糖酵解生成丙酮酸，是大多数微生物发酵的共同基础。由于微生物不同，其代谢途径和最终产物也不同，如乙醇发酵、乳酸发酵等。发酵是大多数厌氧菌（除进行无氧呼吸的厌氧菌）获得能量的唯一方式。但这种氧化作用不彻底，只放出部分能量。兼性厌氧菌在缺氧环境中，也通过发酵获得能量。

‘肆’ 什么是单一物质

微生物利用多种或单一物质作为电子供体或受体，各有什么优缺点有电子供体就必然有电子受体,微生物体内很多反映都是氧化还原反应,必然涉及到供受关系我感觉从问题看,你已经有点把概念搞混了一般来说,基质也就是有机物,通常反应中都是作为电子供体的而好氧条件下,氧一般作为电子受体厌氧条件下,有些反应缺乏电子受体是不能进行的：例如O2 而有些反应是可以进行的,例如反硝化过程NO3-作为电子受体,这样的反应就可以进行所以说,厌氧反应是不完全的如果你说基于什么原理,那就是基质当中的物质充当了电子受体,或者中间产物充了电子受体

‘伍’ 微生物利用多种或单一物质作为电子供体或受体，各有什么优缺点

微生物利用多种或单一物质作为电子供体或受体，各有什么优缺点
有电子供体就必然有电子受体,微生物体内很多反映都是氧化还原反应,必然涉及到供受关系
我感觉从问题看,你已经有点把概念搞混了
一般来说,基质也就是有机物,通常反应中都是作为电子供体的
而好氧条件下,氧一般作为电子受体
厌氧条件下,有些反应缺乏电子受体是不能进行的：例如O2
而有些反应是可以进行的,例如反硝化过程NO3-作为电子受体,这样的反应就可以进行
所以说,厌氧反应是不完全的
如果你说基于什么原理,那就是基质当中的物质充当了电子受体,或者中间产物充了电子受体

‘陆’ 微生物燃料电池的分类介体

向微生物燃料电池中添加的介体主要有两种：第一类是人工合成的介体，主要是一些染料类的物质，如吩嗪、吩噻嗪、靛酚、硫堇等等。这些介体必须满足一定的条件：
(1) 能穿透进入微生物的细胞内发生氧化反应；
(2) 非常容易得电子；(3) 在被还原之前能快速离开微生物细胞；
(4) 在阳极表面有很好的电化学活性；
(5) 稳定性好；
(6) 在阳极电解液中是可溶的；
(7) 对微生物没有毒性；
(8) 不会被微生物代谢掉。第二类是某些微生物自身可以合成介体，如Pseudomonas aeruginosastrainKRP1能够合成绿脓菌素和吩嗪-1-甲酰胺等物质，它合成的介体不光自己可以使用，其它的微生物也可以利用它产生的介体传递电子。 微生物燃料电池（MFCs）提供了从可生物降解的、还原的化合物中维持能量产生的新机会。MFCs可以利用不同的碳水化合物，同时也可以利用废水中含有的各种复杂物质。关于它所涉及的能量代谢过程，以及细菌利用阳极作为电子受体的本质，目前都只有极其有限的信息；还没有建立关于其中电子传递机制的清晰理论。倘若要优化并完整的发展MFCs的产能理论，这些知识都是必须的。依据MFC工作的参数，细菌使用着不同的代谢通路。这也决定了如何选择特定的微生物及其对应的不同的性能。在此，我们将讨论细菌是如何使用阳极作为电子传递的受体，以及它们产能输出的能力。对MFC技术的评价是在与目前其它的产能途径比较下作出的。
微生物燃料电池并不是新兴的东西，利用微生物作为电池中的催化剂这一概念从上个世纪70年代就已存在，并且使用微生物燃料电池处理家庭污水的设想也于1991年实现。但是，经过提升能量输出的微生物燃料电池则是新生的，为这一事物的实际应用提供了可能的机会。
MFCs将可以被生物降解的物质中可利用的能量直接转化成为电能。要达到这一目的，只需要使细菌从利用它的天然电子传递受体，例如氧或者氮，转化为利用不溶性的受体，比如MFC的阳极。这一转换可以通过使用膜联组分或者可溶性电子穿梭体来实现。然后电子经由一个电阻器流向阴极，在那里电子受体被还原。与厌氧性消化作用相比，MFC能产生电流，并且生成了以二氧化碳为主的废气。
与现有的其它利用有机物产能的技术相比，MFCs具有操作上和功能上的优势。首先它将底物直接转化为电能，保证了具有高的能量转化效率。其次，不同于现有的所有生物能处理，MFCs在常温，甚至是低温的环境条件下都能够有效运作。第三，MFC不需要进行废气处理，因为它所产生的废气的主要组分是二氧化碳，一般条件下不具有可再利用的能量。第四，MFCs不需要能量输入，因为仅需通风就可以被动的补充阴极气体。第五，在缺乏电力基础设施的局部地区，MFCs具有广泛应用的潜力，同时也扩大了用来满足我们对能源需求的燃料的多样性。 为了衡量细菌的发电能力，控制微生物电子和质子流的代谢途径必须要确定下来。除去底物的影响之外，电池阳极的势能也将决定细菌的代谢。增加MFC的电流会降低阳极电势，导致细菌将电子传递给更具还原性的复合物。因此阳极电势将决定细菌最终电子穿梭的氧化还原电势，同时也决定了代谢的类型。根据阳极势能的不同能够区分一些不同的代谢途径：高氧化还原氧化代谢，中氧化还原到低氧化还原的代谢，以及发酵。因此，目前报道过的MFCs中的生物从好氧型、兼性厌氧型到严格厌氧型的都有分布。
在高阳极电势的情况下，细菌在氧化代谢时能够使用呼吸链。电子及其相伴随的质子传递需要通过NADH脱氢酶、泛醌、辅酶Q或细胞色素。Kim等研究了这条通路的利用情况。他们观察到MFC中电流的产生能够被多种电子呼吸链的抑制剂所阻断。在他们所使用的MFC中，电子传递系统利用NADH脱氢酶，Fe/S（铁/硫）蛋白以及醌作为电子载体，而不使用电子传递链的2号位点或者末端氧化酶。通常观察到，在MFCs的传递过程中需要利用氧化磷酸化作用，导致其能量转化效率高达65%。常见的实例包括假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa），微肠球菌（Enterococcus faecium）以及Rhodoferax ferrirecens。
如果存在其它可替代的电子受体，如硫酸盐，会导致阳极电势降低，电子则易于沉积在这些组分上。当使用厌氧淤泥作为接种体时，可以重复性的观察到沼气的产生，提示在这种情况下细菌并未使用阳极。如果没有硫酸盐、硝酸盐或者其它电子受体的存在，如果阳极持续维持低电势则发酵就成为此时的主要代谢过程。例如，在葡萄糖的发酵过程中，涉及到的可能的反应是：C6H12O6+2H2O=4H2+2CO2+2C2H4O2 或 6H12O6=2H2+2CO2+C4H8O2。它表明，从理论上说，六碳底物中最多有三分之一的电子能够用来产生电流，而其它三分之二的电子则保存在产生的发酵产物中，如乙酸和丁酸盐。总电子量的三分之一用来发电的原因在于氢化酶的性质，它通常使用这些电子产生氢气，氢化酶一般位于膜的表面以便于与膜外的可活动的电子穿梭体相接触，或者直接接触在电极上。同重复观察到的现象一致，这一代谢类型也预示着高的乙酸和丁酸盐的产生。一些已知的制造发酵产物的微生物分属于以下几类：梭菌属（Clostridium），产碱菌（Alcaligenes），肠球菌（Enterococcus），都已经从MFCs中分离出来。此外，在独立发酵实验中，观察到在无氧条件下MFC富集培养时，有丰富的氢气产生，这一现象也进一步的支持和验证这一通路。
发酵的产物，如乙酸，在低阳极电势的情况下也能够被诸如泥菌属等厌氧菌氧化，它们能够在MFC的环境中夺取乙酸中的电子。
代谢途径的差异与已观测到的氧化还原电势的数据一起，为我们一窥微生物电动力学提供了一个深入的窗口。一个在外部电阻很低的情况下运转的MFC，在刚开始在生物量积累时期只产生很低的电流，因此具有高的阳极电势（即低的MFC电池电势）。这是对于兼性好氧菌和厌氧菌的选择的结果。经过培养生长，它的代谢转换率，体现为电流水平，将升高。所产生的这种适中的阳极电势水平将有利于那些适应低氧化的兼性厌氧微生物生长。然而此时，专性厌氧型微生物仍然会受到阳极仓内存在的氧化电势，同时也可能受到跨膜渗透过来的氧气影响，而处于生长受抑的状态。如果外部使用高电阻时，阳极电势将会变低，甚至只维持微弱的电流水平。在那种情况下，将只能选择适应低氧化的兼性厌氧微生物以及专性厌氧微生物，使对细菌种类的选择的可能性被局限了。 电子向电极的传递需要一个物理性的传递系统以完成电池外部的电子转移。这一目的既可以通过使用可溶性的电子穿梭体，也可以通过膜结合的电子穿梭复合体。
氧化性的、膜结合的电子传递被认为是通过组成呼吸链的复合体完成的。已知细菌利用这一通路的例子有Geobacter metallirecens 、嗜水气单胞菌（Aeromonas hydrophila）以及Rhodoferax ferrirecens。决定一个组分是否能发挥类似电子门控通道的主要要求在于，它的原子空间结构相位的易接近性（即物理上能与电子供体和受体发生相互作用）。门控的势能与阳极的高低关系则将决定实际上是否能够使用这一门控（电子不能传递给一个更还原的电极）。
MFCs中鉴定出的许多发酵性的微生物都具有某一种氢化酶，例如布氏梭菌和微肠球菌。氢化酶可能直接参加了电子向电极的转移过程。最近，这一关于电子传递方法的设想由McKinlay和Zeikus提出，但是它必须结合可移动的氧化穿梭体。它们展示了氢化酶在还原细菌表面的中性红的过程中扮演了某一角色。
细菌可以使用可溶性的组分将电子从一个细胞（内）的化合物转移到电极的表面，同时伴随着这一化合物的氧化。在很多研究中，都向反应器中添加氧化型中间体比如中性红，劳氏紫（thionin）和甲基紫萝碱（viologen）。经验表明这些中间体的添加通常都是很关键的。但是，细菌也能够自己制造这些氧化中间体，通过两种途径：通过制造有机的、可以被可逆的还原化合物（次级代谢物），和通过制造可以被氧化的代谢中间物（初级代谢物）。
第一种途径体现在很多种类的细菌中，例如腐败谢瓦纳拉菌（Shewanella putrefaciens）以及铜绿假单胞菌（Pseudomonas aeruginosa）。近期的研究表明这些微生物的代谢中间物影响着MFCs的性能，甚至普遍干扰了胞外电子的传递过程。失活铜绿假单胞菌的MFC中的这些与代谢中间体产生相关的基因，可以将产生的电流单独降低到原来的二十分之一。由一种细菌制造的氧化型代谢中间体也能够被其他种类的细菌在向电极传递电子的过程中所利用。
通过第二种途径细菌能够制造还原型的代谢中间体——但还是需要利用初级代谢中间物——使用代谢中间物如Ha或者HgS作为媒介。Schroder等利用E.coli K12产生氢气，并将浸泡在生物反应器中的由聚苯胺保护的铂催化电极处进行再氧化。通过这种方法他们获得了高达1.5mA/cm2（A，安培）的电流密度，这在之前是做不到。相似的，Straub和Schink发表了利用Sulfurospirillum deleyianum将硫还原至硫化物，然后再由铁重氧化为氧化程度更高的中间物。

‘柒’ 微生物可以利用亚硫酸根可以作为电子供体吗

亚硫酸根与氯化钡溶液反应离子方程式：亚硫酸钡：可燃性危险特性：遇酸雾或湿空气自燃,放出易燃有毒硫化氢气体;燃烧产生有毒硫氧化物和含钡化物烟雾。溶解性：微溶于水，不溶于醇，溶于稀HCl。水中的溶解度为0.016g/100mL，20℃时为0.0197g/100gH2O。[2] Ksp=5.3×10^-7。

‘捌’ 总结一下各种发酵过程中参与的微生物，电子受体以及产物各是什么！

微生物发酵即是指利用微生物，在适宜的条件下，将原料经过特定的代谢途径转化为人类所需要的产物的过程。微生物发酵生产水平主要取决于菌种本身的遗传特性和培养条件。发酵工程的应用范围有：⑴医药工业，⑵食品工业，⑶能源工业，⑷化学工业，⑸农业：改造植物基因；生物固氮；工程杀虫菌生物农药；微生物养料。⑹环境保护等方面。

‘玖’ 光合作用的最终电子受体是谁

电子受体概念：指在电子传递中接受电子的物质和被还原的物质.
最终电子受体实例：（1）光合作用以NADP+作为最终电子受体；（2）有氧呼吸以氧气分子作为最终电子受体；（3）无氧呼吸以无机化合物或有机化合物作为最终电子受体.
光合作用的最终电子受体是NADP+

光合作用以NADP+作为最终电子受体；

‘拾’ 65．以有机物为机制的生物氧化反应中，主要以外源无机氧化物作为最终电子受体，称为

有氧呼吸 以分子氧（O2）为最终电子受体，其中化能异养菌以有机物（主要是葡萄糖）为基质，经糖酵解、三羧酸循环，并经电子传递链将电子传递给O2，获得能量；化能自养菌以无机物为基质，通过无机物的氧化获得能量，例如硝化细菌以氨（NH3）、亚硝化细菌以亚硝酸（NO2-）为基质（见硝化作用）。进行有氧呼吸的微生物大多为好氧菌（需氧菌），部分为兼性厌氧菌。

无氧呼吸 以无机氧化物为最终电子受体。这类微生物生活在缺氧的环境中，以无机物作为有机质氧化的最终电子受体。如反硝化细菌以硝酸（NO3-），反硫化细菌以硫酸（SO4-）为电子受体（见反硝化作用、反硫化作用）。

发酵 以有机物为最终电子受体。亦称无氧呼吸。作为最终电子受体的有机物，通常是基质不完全氧化的中间产物。微生物在无氧条件下，以葡萄糖为基质，通过糖酵解生成丙酮酸，是大多数微生物发酵的共同基础。由于微生物不同，其代谢途径和最终产物也不同，如乙醇发酵、乳酸发酵等。发酵是大多数厌氧菌（除进行无氧呼吸的厌氧菌）获得能量的唯一方式。但这种氧化作用不彻底，只放出部分能量。兼性厌氧菌在缺氧环境中，也通过发酵获得能量。