海洋沉积物中一株铁还原细菌ZQ21异化还原Fe(Ⅲ)性质分析

取渤海沉积物进行厌氧培养,富集异化铁还原细菌。采用三层平板法筛选出一株高效异化铁还原细菌ZQ21。经鉴定,该菌株为Enterococcus sp.ZQ21（GenBank号MF192756）。设置不同电子供体、电子受体和电子传递体浓度,分析菌株ZQ21异化还原Fe（Ⅲ）性质。结果表明,在乙二胺四乙酸二钠、柠檬酸钠、葡萄糖、丙酮酸钠、乙酸钠和甲酸钠为电子供体时,菌株ZQ21利用丙酮酸钠还原Fe（Ⅲ）效率最高,累积Fe（Ⅱ）浓度达到113.14 ±3.46 mg/L。菌株ZQ21以柠檬酸铁和氢氧化铁为电子受体时,累积Fe（Ⅱ）浓度分别为91.75 ±1.45 mg/L和58.39 ±4.34 mg/L,Fe（Ⅲ）还原效率存在显著差异。在电子受体为氢氧化铁时,添加不同浓度电子传递体蒽醌-2-磺酸钠（AQS）,旨在提高菌株ZQ21的Fe（Ⅲ）还原效率。当AQS浓度为1.50 mmol/L时,菌株ZQ21还原Fe（Ⅲ）效率最高,累积Fe（Ⅱ）浓度达到80.28 ±3.95 mg/L,比对照组提高27%。铁还原细菌ZQ21能够有效利用可溶性以及不溶性电子受体进行异化铁还原,可进一步应用于海洋污染环境中微生物介导的异化Fe（Ⅲ）还原过程。     

蒽醌类有机质对针铁矿异化还原解离特征影响

基于希瓦氏金属还原菌(Shewanella decolorationis S12)和针铁矿相互作用,讨论了蒽醌类有机质(AQS)对该针铁矿异化还原过程的调控机制.结果表明:AQS作为电子运移载体,使得还原解离态铁总量(Fetot)和可溶态铁含量(Fedis)均快速增加;不同含量的AQS加入前后,针铁矿还原平均速率得到显著上升,速率比在2.4~4.0之间,且该比值和AQS含量呈显著的线性关系,可决系数为0.9947.Fedis/Fetot比值随AQS含量升高而降低,当AQS含量由0.05 mmol·L-1增加至0.3 mmol·L-1时,Fedis/Fetot比值由0.935减小至0.705.Feads含量随AQS含量增加而增加,当体系中无AQS时,Feads含量维持在较低的水平(0.05 mmol·L-1).AQS参与下的铁异化还原过程实际上是由两个独立的子过程组成,即微生物呼吸作用驱动了AQS和还原态蒽二酚(AH2QS)的循环转变过程以及AH2QS进一步还原解离针铁矿的非生物过程.     

氧化还原介体调控亚硝酸盐反硝化特性研究

采用实验室驯化的亚硝酸盐反硝化菌群作为菌种,优化亚硝酸盐降解条件,探究在氧化还原介体蒽醌-2-磺酸钠(AQS)存在条件下亚硝酸盐反硝化的特性.结果表明,反硝化菌群降解亚硝酸盐的最适条件为:温度35℃,pH为8,丁二酸钠为碳源,碳氮比4∶1,初始亚硝酸盐浓度100 mg.L-1;AQS的最佳投加量为0.16 mmol.L-1,介体调控的反硝化体系氧化还原电位略有降低,维持在-400～-500 mV之间,pH随亚硝酸盐降解速率增加而增大,最终稳定到9～10之间;通过分析反硝化中间代谢产物,推测AQS在亚硝酸盐反硝化过程中不仅起到辅酶CoQ的作用而且加速了细胞色素传递电子的全过程.本研究可为氧化还原介体调控亚硝酸盐反硝化实际应用提供理论基础和优化参数.     

AQS对Shewanella oneidensis MR-1还原含Cd聚合硫酸铁絮体的影响

考察了一种典型的溶解性腐殖质蒽醌-2-磺酸钠(disodium anthraquinone-2-sulfonate,AQS)存在时,典型异化铁还原菌Shewanella oneidensis MR-1在厌氧条件下还原含镉聚铁絮体的过程。结果表明:AQS的存在促进了含Cd絮体中Fe(Ⅲ)的还原,也促进了Cd~(2+)的释放。相比无AQS体系,存在AQS的体系中,Fe~(2+)和Cd~(2+)达到最高浓度的时间均有所缩短,最高浓度也更高;且低浓度AQS的促进效果明显高于高浓度AQS;AQS的存在没有改变二次矿物的种类,仍是针铁矿和磁铁矿,但降低了矿物的结晶度,且AQS浓度越高,改变越明显。存在AQS的体系中,菌体结合的Cd~(2+)更多,且镉的直接释放和间接释放风险均增大,低浓度AQS体系中镉的直接释放风险更大。     

碳源对耐低温哈尔滨不动杆菌HITLi7T氨氮代谢以及胞外分泌物的影响

碳源对微生物异养硝化至关重要,为了探究碳源对耐低温异养硝化菌-哈尔滨不动杆菌HITLi 7~T低温生长和氨氮代谢的影响,考察了乙酸钠、碳酸钠、淀粉、柠檬酸钠、蔗糖、葡萄糖、甘油、糊精、乳糖和麦芽糖10种碳源.结果表明,碳源种类对HITLi 7~T低温生长速率和胞外分泌物含量影响较大.乙酸钠是HITLi 7~T的最优碳源,低温下培养4 d后OD_(600)能提高到0.146,产生的ATP也明显高于其他组,为5.124μmol·mg~(-1)·prot~(-1);此时,总胞外分泌物量最多,为3.86 mg·L~(-1),多糖占比也最高为41.7%;4 d氨氮平均降解速率最大,为0.042 mg·L~(-1)·h~(-1);其次为葡萄糖和碳酸钠.同时考察了不同碳氮比的影响,结果表明HITLi 7~T以乙酸钠为碳源时,最佳C/N比为8,此时氨氮去除速率最高为0.216 mg·L~(-1)·h~(-1),总EPS量为7.04 mg·L~(-1),其中多糖占比为55.3%.     

碳源类型、温度及电子受体对生物除磷的影响

以中试氧化沟系统活性污泥为研究对象,开展了碳源类型、温度、电子受体和COD浓度对释磷、吸磷过程的影响研究.结果表明:25℃时,以生活污水、乙酸钠和葡萄糖为不同碳源,葡萄糖的释磷、吸磷速率最小,分别为5.12 mg·(g·h)-1和6.43 mg·(g·h)-1,生活污水和乙酸钠的释磷、吸磷速率数值相近.在12、16、20和25℃时,以乙酸钠为碳源,释磷、吸磷速率随温度的升高有不同程度的增加;且好氧吸磷速率随外加COD浓度的增大而减小.当以氧、硝酸盐和亚硝酸盐为电子受体时,吸磷速率的大小排序为:氧硝酸盐亚硝酸盐;缺氧吸磷过程的硝酸盐和亚硝酸盐的消耗量与吸磷量之间的化学计量关系(P吸收/N消耗,质量比)分别为0.96和0.65.     

Fontibacter sp. SgZ-2厌氧腐殖质/Fe(Ⅲ)还原特性及电子传递机制研究

腐殖质和Fe(Ⅲ)呼吸是重要的微生物胞外呼吸形式,电子传递途径是胞外呼吸研究的核心科学问题.为全面理解1株铁还原新菌的电子转移特性和环境功能,以该菌株Fontibacter sp.SgZ-2为研究对象,考察其厌氧腐殖质和Fe(Ⅲ)还原特性,并探寻不同电子受体条件下的电子传递链组成差异.采用厌氧恒温培养法研究了菌株厌氧还原特性.结果表明,菌株SgZ-2具有还原腐殖质模式物[9,10-蒽醌-2,6-二磺酸(9,10-anthraquinone-2,6-disulfonic acid,AQDS)和9,10-蒽醌-2-磺酸(9,10-anthraquinone-2-sulfonic acid,AQS)]、腐殖酸(humic acids,HA)和可溶性Fe(Ⅲ)(Fe-EDTA和柠檬酸铁)以及铁氧化物[水铁矿(hydrous ferric oxide,HFO)]的能力.发酵性糖类(葡萄糖和蔗糖)是菌株SgZ-2还原腐殖质和Fe(Ⅲ)的最佳电子供体.另外,通过呼吸抑制剂法比较了菌株4种电子受体条件下(O2、AQS、Fe-EDTA和HFO)参与电子传递的电子载体差异.结果表明,O2和Fe-EDTA还原条件下,菌株SgZ-2的电子传递链组分基本相似,均包括脱氢酶、醌泵和细胞色素b-c.AQS和HFO还原条件下,电子传递链组分只包含脱氢酶.因而,菌株SgZ-2可溶性和不溶性Fe(Ⅲ)之间的电子传递链组分存在明显差异,并且可溶性受体之间(O2、Fe-EDTA和AQS)的电子传递链组成也不同.本研究建立了1株铁还原新菌Fontibacter sp.SgZ-2不同电子受体条件下的电子传递链模型,并将电子传递机制的研究拓展到了Fontibacter菌属.此研究将为理解该属的电子转移特性及其环境行为提供理论基础.     

蒽醌-2-磺酸钠促进Klebsiella oxytocaGS-4-08脱色产氢机制与产能分析

采用0~0.5 mmol·L~(-1)蒽醌-2-磺酸钠(AQS)研究其对Klebsiella oxytoca GS-4-08厌氧降解甲基橙(MO)的影响,对比细菌产氢、降解碳源及生成产物等情况,得出最佳浓度为0.1 mmol·L~(-1).在该浓度下,Klebsiella oxytoca GS-4-08可在10 h内完全脱色MO,25 h内降解蔗糖达到92%,同时产生0.117 mol·mol~(-1)乙醇和0.116 mol·mol~(-1)乙酸,2.25 mol·mol~(-1)氢气;将实验结果与已有研究进行对比,分析了AQS促进Klebsiella oxytoca GS-4-08厌氧脱色MO与产氢的机制.通过将细菌降解过程中的物质转换为COD进行对比,对降解过程中电子转移进行了分析,得到0.1 mmol·L~(-1)AQS浓度时电子得率最高,其为87.98%;并将细菌降解过程中的能源转换进行对比,得到0.1 mmol·L~(-1)AQS浓度时能源产量最高,其为802 k J·mol~(-1);同时得出Klebsiella oxytoca GS-4-08发酵过程可产生两种以上生物燃料,表明了其在工业生产应用上的前景.     

不同COD浓度下低基质厌氧氨氧化的启动特征

采用厌氧序批式反应器(ASBR)处理NH4+-N和NO2--N浓度分别为(25. 00±0. 40) mg·L~(-1)和(33. 00±0. 60) mg·L~(-1)的模拟废水,在温度为30℃时,投加乙酸钠控制COD浓度分别为5. 00、15. 00、30. 00和50. 00 mg·L~(-1),研究对厌氧氨氧化启动的影响.结果表明:①4种COD浓度下分别经过74、94、106和129 d均能成功启动厌氧氨氧化. COD浓度为15. 00 mg·L~(-1)和30. 00 mg·L~(-1)时,反应器脱氮性能较好,稳定运行后,平均出水NH4+-N浓度分别为1. 98 mg·L~(-1)和1. 89 mg·L~(-1),平均出水NO2--N浓度低于0. 62 mg·L~(-1),平均出水TN浓度分别为2. 37、2. 28 mg·L~(-1);②启动过程中反硝化对脱氮的平均贡献率逐渐降低至4. 78%、9. 59%、10. 21%和36. 50%,厌氧氨氧化对脱氮的平均贡献率逐渐上升至95. 22%、90. 41%、89. 79%和63. 50%;③厌氧氨氧化活性分别在第44、76、86和114 d时超过反硝化活性,最后分别达到0. 700、0. 690、0. 670和0. 510mg·(g·h)~(-1),反硝化活性分别为0. 110、0. 130、0. 240和0. 410 mg·(g·h)~(-1).该研究结果可为厌氧氨氧化技术在实际工程中的应用提供参考.     

有机物对厌氧氨氧化微生物燃料电池脱氮产电性能的影响

通过接种厌氧氨氧化污泥到微生物燃料电池阳极,成功启动厌氧氨氧化微生物燃料电池(ANAMMOX-MFC),研究了葡萄糖和苯酚对ANAMMOX-MFC脱氮产电性能的影响.结果表明,当葡萄糖浓度较低时(100~200 mg·L~(-1))时,对ANAMMOX菌有促进作用,ANAMMOX-MFC脱氮产电性能增强,此时反应器进出水COD浓度变化不大;当葡萄糖浓度高于300 mg·L~(-1)时,产电性能逐渐下降,NH+4-N去除率和去除速率逐渐下降,而NO-2-N去除率和去除速率基本保持不变,此时出水COD浓度也出现降低,说明厌氧氨氧化菌活性受到抑制,反硝化菌活性开始增强.极化曲线拟合程度较低,COD浓度变化对电池内阻影响较小.当苯酚浓度较低时(50~100 mg·L~(-1)),对ANAMMOX-MFC脱氮产电性能影响较低;当苯酚浓度超过200 mg·L~(-1)时,ANAMMOX-MFC脱氮产电性能逐渐被抑制.整个过程进出水COD浓度变化不大,极化曲线拟合程度较低,表观内阻有缓慢升高.     

ANAMMOX菌利用零价铁还原硝酸盐脱氮研究

采用全混式厌氧搅拌罐,研究在自养条件下,ANAMMMOX菌利用零价铁还原硝酸盐为氮气的可行性及最佳反应条件.投加铁屑71 g·L~(-1),接种厌氧氨氧化颗粒污泥200 mg·L~(-1),控制温度33℃±0.5℃,搅拌强度150 r·min~(-1),水力停留时间10 h,pH值为7.0~8.0.在中性条件下,添加厌氧氨氧化微生物的零价铁还原硝酸盐体系一次性投加零价铁,0~5 d硝酸盐脱氮负荷达到0.12 kg·(m~3·d)~(-1).反应出水氨和亚硝酸盐始终小于2.0 mg·L~(-1),硝酸盐以氮气形式损失,出水pH较进水高值超过8.0,并且可溶性铁含量始终小于7 mg·L~(-1).硝酸盐去除氮能力始终高于0.1 kg·(m~3·d)~(-1).批试实验优化反应条件:在偏酸性条件下(pH值为4~6)反应速度加快,并且液相总氮损失率大于89%.反应温度在30~40℃时,液相总氮损失率大于89%.过于极端的pH值环境及温度环境均不利于耦合反应的进行.     

有机碳源作用下厌氧氨氧化系统的脱氮效能

采用ASBR厌氧氨氧化反应器,研究不同有机碳源及浓度变化对厌氧氨氧化菌活性与反应器脱氮性能的影响.实验结果表明,当葡萄糖浓度为200 mg·L~(-1)时,厌氧氨氧化活性下降84.2%;当乙酸钠浓度低于120 mg·L~(-1)时不但不会抑制厌氧氨氧化菌的活性,还在一定程度上促进了厌氧氨氧化反应的进行;蔗糖对厌氧氨氧化的促进作用与乙酸钠类似,当浓度为80mg·L~(-1)时,最大比厌氧氨氧化速率提高了25.0%;柠檬酸三钠对厌氧氨氧化反应几乎没有影响,当有机物浓度为80 mg·L~(-1)时,最大比厌氧氨氧化速率达到最大.有机碳源对厌氧氨氧化的促进作用由大到小为:蔗糖乙酸钠柠檬酸三钠葡萄糖.有机碳源作用下,厌氧氨氧化反应可协同反硝化反应去除系统中的硝态氮,提高了系统总氮的去除率.     

ANAMMOX菌利用零价铁转化氨和硝酸盐实验

研究在自养条件下,零价铁促使厌氧氨氧化菌同步转化硝酸盐和氨氮的性能.添加零价铁,温度35℃±0.5℃,进水p H7~8,进水氨氮、硝态氮分别为50~100 mg·L~(-1)、50~100 mg·L~(~(-1))条件下,添加ANAMMOX菌后硝酸盐的还原加快8.2倍,并且出现硝酸盐和氨的同步转化,其转化速率最高达17.2 mg·(L·h)~(-1).改变反应时间及进水n(NH+4):n(NO-3),两者摩尔转化比于1.2~3.5范围内波动,该反应并非基元反应.实验证明,氨与硝酸盐同步转化途径为零价铁作用首先将硝酸盐还原为亚硝酸盐,生成的亚硝酸盐再与氨发生厌氧氨氧化反应.     

向日葵秸秆生物炭强化Fe(Ⅲ)/S2O82-体系降解苯甲酸

二价铁离子活化过硫酸盐(PS)产生自由基可降解有机污染物,但体系中Fe(Ⅲ)/Fe(Ⅱ)循环速率较慢,成为制约降解效率的关键因素之一.为提高反应体系效率,制备向日葵秸秆生物炭(SFBC),以苯甲酸(BA)为目标污染物,探究SFBC强化Fe(Ⅲ)/S_2O~(2-)_8体系降解BA的效果.SFBC表征结果说明其具有孔隙结构,由无定形炭组成,表面有丰富的官能团及持久性自由基(PFRs).考察了反应条件(pH、PS浓度和SFBC投加量)对降解的影响,结果表明,SFBC/Fe(Ⅲ)/S_2O~(2-)_8体系对BA降解效率明显高于Fe(Ⅲ)/S_2O~(2-)_8及SFBC体系,在SFBC=2.0 g·L~(-1)、BA=10.0mg·L~(-1)、PS=2.0mmol·L~(-1)、Fe(Ⅲ)=1.0mmol·L~(-1)和pH=3.0条件下, 90 min时BA降解率达100.00%;自由基猝灭实验及电子顺磁共振光谱(EPR)实验表明,SO~-_4·和·OH共同参与BA降解并以SO~-_4·为主导;循环实验及实际水体影响说明SFBC具有较好地循环稳定性及实际应用性.机制分析阐明PFRs和—OH给出电子还原Fe(Ⅲ)生成Fe(Ⅱ),进而由Fe(Ⅱ)活化PS高效降解BA.     

溶解有机质对微生物异化还原铁过程中砷含量及其形态赋存规律的影响

基于典型的希瓦氏金属还原菌(Shewanella decolorationis S12)和石英砂负载铁砷(As-IOCS)的相互作用,探讨了不同来源及组分溶解有机质和生物/非生物条件下对上述作用过程的影响.结果表明,不同类型及组分溶解有机质(DOM)均能使石英砂上负载的铁砷微生物还原解离/解吸程度得到一定程度的加强.而非生物反应体系中,只有含氧化还原敏感官能团结构的蒽醌类物质(0.1 mmol·L-1AQS)对铁砷的解离/解吸作用产生明显影响.在0.1 mmol·L-AQS和有机络合物(2 mmol·L-1 EDTA)的影响下,使得石英砂上负载铁的微生物异化还原程度加强,导致As(Ⅴ)从石英砂负载铁上的解吸程度也随之得到加强;在未加菌体系中,AQS和EDTA和不同组分的DOM类似,对As(Ⅴ)从IOCS上解吸程度影响微弱.对于As(Ⅲ)来说,只有在AQS的影响下,其含量得到显著增加,这可能是作为氧化还原中介体的AQS,在厌氧的生物/非生物条件下,能促进电子在As不同形态之间的转移,使得高价态As(Ⅴ)向还原态As(Ⅲ)的还原转变更易进行.当S12菌液接种含量增加时,在污泥不同组分DOM的影响下,As(Ⅴ)的解吸程度在反应300h前得到明显加强,而As(Ⅲ)的含量在整个反应期间,均快速上升,表明菌液含量高的体系,微生物铁异化还原过程得以持续进行,同时也促进了As(Ⅴ)向As(Ⅲ)的还原转变.     

非水溶性醌加速菌GWF生物还原高氯酸盐的研究

通过添加非水溶性醌可以大大缩短菌GWF(KM062029)还原高氯酸盐的停滞期.通过批次实验研究非水溶性醌影响生物还原高氯酸盐过程中的多种因素.结果表明,蒽醌、1-氯蒽醌、1,5-二氯蒽醌、1,8-二氯蒽醌和1,4,5,8-四氯蒽醌这5种非水溶醌的加速顺序为1,5-二氯蒽醌1,4,5,8-四氯蒽醌1,8-二氯蒽醌蒽醌1-氯蒽醌,1,5-二氯蒽醌的最佳加速浓度为0.036 mmol·L~(-1);生物还原的最佳温度和最佳p H值分别为35℃和7.5;共存阴离子(硝酸盐、磷酸盐、硫酸盐)对高氯酸盐生物还原都有一定的促进作用;在固定化1,5-二氯蒽醌加速高氯酸盐生物还原的稳定性研究中,1,5-二氯蒽醌乙酸纤维素小球循环使用4次,高氯酸盐生物还原速率仍是空白乙酸纤维素小球2倍以上.     

城市污水管网中不同生化作用的基质流向

为研究城市污水管网中有机污染物在生物代谢反应过程中的利用机制,通过运行以实际管网沉积物为底物和以人工配置沉积物为底物的不同模拟条件下的污水管网中试系统,对比分析了管网中污水与沉积物之间COD、甲烷、硝态氮和硫酸根的迁移转化特性.结果表明,污水在模拟管网中流动一周期内,污水中COD的总变化量为170.58 mg·L~(-1),其中,由沉积作用导致COD的变化量为101.53 mg·L~(-1),由生化作用导致COD的变化量为69.05 mg·L~(-1).同时,在微生物的代谢作用下,管网甲烷产量为7.39 mg·L~(-1);污水中硝态氮减少量为0.33 mg·L~(-1);硫酸根减少量为21.35 mg·L~(-1),依据公式推算,在污水管网运行过程中,发酵产甲烷过程消耗的COD为32.51 mg·L~(-1);反硝化作用消耗的COD为8.04 mg·L~(-1);硫酸盐还原菌还原硫酸盐消耗的COD为6.41 mg·L~(-1).由此可知,沉积作用导致的COD变化量占COD总变化量的65.38%;生化作用导致的COD变化量占COD总变化量的34.62%,而发酵产甲烷、反硝化作用和硫酸盐还原菌还原硫酸盐这三项生化代谢作用消耗的COD共占生化作用降解COD的68.01%,该结果表明,沉积作用是污水管网中有机污染物去除的主要方式,而发酵产甲烷、反硝化作用和硫酸盐还原菌还原硫酸根是管网中生化作用去除有机污染物的重要过程.     

湖泊水体中铁(Ⅲ)-草酸络合物驱动有机磷光解释放磷酸根

湖泊水体中的有机磷光解释放无机磷对水柱中磷水平具有重要的影响.为了解湖泊水体中的有机磷光解释放无机磷对水柱中磷水平的影响,本文以广泛使用的草甘膦为对象,探讨了自然湖水中草甘膦在Fe(Ⅲ)-草酸络合物光化学作用下的形态转化过程,并研究了水环境因素如铁、草酸盐浓度配比、溶液pH和底物浓度对释放无机磷的影响.结果表明,紫外光和太阳光照射下,Fe(Ⅲ)-草酸络合物均可以实现草甘膦转化为无机磷.紫外光照射60 min和太阳光照射720 min后,反应体系中的磷酸根浓度分别增至0.25 mg·L~(-1)和0.18 mg·L~(-1).磷酸根释放量随着草甘膦浓度的升高而增大,且增加反应体系中的Fe(Ⅲ)或草酸盐的浓度都可以提高磷酸根的释放量,但反应体系pH的升高则显著抑制这一过程.在反应体系中添加异丙醇,降低了磷酸根的释放量,证实羟基自由基(·OH)是Fe(Ⅲ)-草酸络合体系中的主要活性氧物种.采用以香豆素为·OH分子探针,确定了紫外光/Fe(Ⅲ)-草酸体系和太阳光/Fe(Ⅲ)-草酸体系中·OH的产生速率分别为0.52×10~(-2)μmol·(L·min)-1和0.03×10~(-2)μmol·(L·min)-1,其稳态浓度分别为4.74×10-16mol·L~(-1)和0.27×10-16mol·L~(-1).     

纤铁矿微生物异化还原过程的动力学特征及其影响因素

基于脱色希瓦氏菌(Shewanella decolorationis S12)和纤铁矿相互作用的现象,探讨了电子供体、纤铁矿浓度及氧化还原中介体2-磺酸钠蒽醌(AQS)对其相互作用的影响.结果表明,AQS的加入使纤铁矿的微生物还原程度得到加强.反应末期,乳酸钠浓度为20mmol.L-1时,在添加AQS的10.0mmol.L-1的纤铁矿体系中,被还原解离出的Fe(Ⅱ)浓度是无AQS体系中的180.2%.纤铁矿的归一化还原速率表明,当电子供体浓度一定时,随着纤铁矿浓度的增加,纤铁矿的还原酶促反应显著减弱.米氏拟合方程表明,以不同浓度的纤铁矿为底物时,S12菌-纤铁矿相互作用过程的拟合校正R2系数分别为0.8285(添加AQS)和0.9348(未添加AQS),电子转移载体的存在及底物类型的不同均对底物饱和时的反应速度(Vmax)和米氏常数(Km)值均有一定程度的影响.在微生物还原纤铁矿过程中,氧化还原中介体AQS使得其还原程度加剧,用于ATP合成所需能量ΔE值也随之升高,S12菌和纤铁矿的还原反应达到平衡时,Gibbs自由能变化(ΔGr)达最大值.     

微生物还原针铁矿胶体的动力学特征及其影响因素

基于典型的希瓦氏金属还原菌(Shewanella decolorationis S12)和针铁矿相互作用的现象,探讨了电子供体、针铁矿浓度及氧化还原中介体2-磺酸钠蒽醌(AQS)对其相互作用的影响.结果表明, AQS加入使针铁矿的微生物还原程度得到加强,在添加AQS的0.5mmol/L针铁矿体系中,厌氧培养38天后,被还原解离出的Fe(ΙΙ)浓度是未添加AQS的394%.针铁矿的归一化还原速率表明,当电子供体浓度一定时,随着针铁矿浓度增加,针铁矿的还原酶促反应显著减弱.米氏拟合方程表明,以不同浓度的针铁矿为底物时, S12菌-针铁矿相互作用过程的拟合相关系数R2分别为0.843(添加AQS)和0.998(未添加AQS),电子转移载体的存在以及底物类型的不同均对Vmax和Km值均有一定程度的影响.在微生物在还原针铁矿过程中,其还原速率越大,用于ATP合成所需能量 值也随之升高,S12菌和针铁矿的还原反应达到平衡时, Gibbs自由能变化(DGr)达最大值.