王沛芳，張藝璇，董 躍，張語(yǔ)航，王 超

(1.河海大學(xué)淺水湖泊綜合治理與資源開發(fā)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210098；2.河海大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210098)

鄰苯二甲酸二丁酯(dibutyl phthalate，DBP)屬于鄰苯二甲酸酯(phthalate esters，PAEs)中的一種，分子式為C16H22O4(C6H4(COOC4H9)2)，是塑料制品中最常用的增塑劑[1]，廣泛存在于水、空氣和食物中[2-3]。表1為我國(guó)部分地區(qū)地表水和市政污水處理廠進(jìn)水中DBP平均質(zhì)量濃度[4-15]。可見，我國(guó)的地表水[4-5]和市政污水[6-7]中均含有不同濃度的DBP，且在人口密度和經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平越高的地區(qū)，水體尤其是市政污水中的DBP污染負(fù)荷越高[8-10]。

表1 我國(guó)部分地區(qū)地表水和市政污水處理廠進(jìn)水中DBP平均質(zhì)量濃度

生物電化學(xué)系統(tǒng)(bioelectrochemical system，BES)是利用電活性菌的胞外電子傳遞能力回收生物質(zhì)能源的裝置。在BES中，陽(yáng)極上生長(zhǎng)著一層電活性生物膜(electroactive biofilm，EAB)，主要由電活性菌群和微生物分泌的胞外聚合物(extracellular polymer substances，EPS)組成，能將有機(jī)污染物降解過程產(chǎn)生的氧化電子直接轉(zhuǎn)移到陽(yáng)極，并在外電路中形成電流。BES在市政污水可持續(xù)處理領(lǐng)域具有重要的應(yīng)用價(jià)值，工程化的EAB性能受到污水中有機(jī)物類型和濃度的顯著影響，對(duì)污水中的有毒有害物質(zhì)十分敏感，并最終影響其污水處理能力[16-17]。

DBP會(huì)影響微生物的生長(zhǎng)代謝。研究發(fā)現(xiàn)隨著DBP質(zhì)量濃度增大，生物膜中的微生物代謝活動(dòng)變得緩慢[18]，暴露于DBP中的細(xì)菌細(xì)胞形狀不規(guī)則，細(xì)胞壁破碎，細(xì)胞質(zhì)出現(xiàn)空泡現(xiàn)象，細(xì)胞內(nèi)物質(zhì)含量減少，核糖體萎縮甚至消失[19]。因此污水中廣泛存在的DBP必然會(huì)對(duì)EAB性能產(chǎn)生影響，并最終影響EAB降解有機(jī)污染物的效能。目前，DBP對(duì)EAB性能的影響研究仍不多見，且研究對(duì)象局限于BES的電流產(chǎn)出，并未深入挖掘DBP對(duì)EAB在組成結(jié)構(gòu)、群落演變等方面的影響，無法系統(tǒng)闡明其影響機(jī)制。

圖1 反應(yīng)器設(shè)計(jì)Fig.1 Reactor design

本文通過對(duì)不同質(zhì)量濃度DBP條件下EAB輸出電壓和功率的監(jiān)測(cè)，考察DBP對(duì)EAB產(chǎn)電活性的影響；通過對(duì)EAB外包裹EPS成分和含量的分析，揭示DBP刺激下EPS的變化規(guī)律，并對(duì)不同質(zhì)量濃度DBP條件下EAB反饋和防御機(jī)制進(jìn)行分析；通過分析EAB上微生物群落的組成和相對(duì)豐度的改變，找出DBP影響下的優(yōu)勢(shì)菌群。通過上述研究，最終明晰DBP對(duì)EAB性能的影響及機(jī)制，以期為EAB用于市政污水處理的實(shí)踐提供預(yù)測(cè)。

1 試驗(yàn)材料和方法

1.1 BES反應(yīng)器構(gòu)建和運(yùn)行

試驗(yàn)所用的反應(yīng)器為雙室BES反應(yīng)器(圖1)，該反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成，分為陽(yáng)極室和陰極室，陰極室和陽(yáng)極室之間由陽(yáng)離子交換膜(Nafion117，美國(guó)杜邦公司)分隔，并通過硅膠墊密封。反應(yīng)器的陽(yáng)極由平行并聯(lián)的碳纖維刷(長(zhǎng)8 cm、直徑2 cm，T700SC-24000，日本東麗公司)組成，陽(yáng)極室尺寸為長(zhǎng)4 cm、寬4 cm、高12 cm；陰極為石墨片(長(zhǎng)4 cm、高9 cm、厚1 cm，99.9%，河北盛世達(dá)金屬公司)，陰極室尺寸為長(zhǎng)4 cm、寬4 cm、高12 cm。陽(yáng)極和陰極室頂部各設(shè)置兩個(gè)直徑為1 cm的孔，用于換液及取樣分析。

接種菌來自實(shí)驗(yàn)室內(nèi)已穩(wěn)定運(yùn)行1 a的BES出水。陽(yáng)極液為人工合成廢水，組成成分為質(zhì)量濃度為1 g/L的CH3COONa、質(zhì)量濃度為0.31 g/L的NH4Cl、質(zhì)量濃度為0.13 g/L的KCl、質(zhì)量濃度為10.32 g/L的Na2HPO4·12H2O、質(zhì)量濃度為3.32 g/L的Na2HPO4·2H2O；每升合成廢水加入1 mL的微量元素和維生素溶液，其成分包括質(zhì)量濃度為25 g/L的氨三乙酸、質(zhì)量濃度為37.5 g/L的七水硫酸鎂、質(zhì)量濃度為6.25 g/L的一水硫酸錳、質(zhì)量濃度為12.5 g/L的氯化鈉、質(zhì)量濃度為1.25 g/L的七水硫酸亞鐵、質(zhì)量濃度為1.25 g/L的二水氯化鈣、質(zhì)量濃度為1.25 g/L的六水氯化鈷、質(zhì)量濃度為1.625 g/L的氯化鋅、質(zhì)量濃度為0.125 g/L的五水硫酸銅、質(zhì)量濃度為0.125 g/L的十二水硫酸鋁鉀、質(zhì)量濃度為0.125 g/L的硼酸、質(zhì)量濃度為0.312 5 g/L的二水鉬酸鈉、質(zhì)量濃度為0.312 5 g/L的六水氯化鎳、質(zhì)量濃度為0.312 5 g/L的二水鎢酸鈉、質(zhì)量濃度為10 g/L的生物素(維生素H)、質(zhì)量濃度為10 g/L的葉酸(維生素B9)、質(zhì)量濃度為50 g/L的維生素B6、質(zhì)量濃度為25 g/L的核黃素(維生素B2)、質(zhì)量濃度為25 g/L的硫胺(維生素B1)、質(zhì)量濃度為25 g/L的煙堿酸(維生素B3)、質(zhì)量濃度為25 g/L的泛酸(維生素B5)、質(zhì)量濃度為0.5 g/L的維生素B12、質(zhì)量濃度為25 g/L的P-氨基苯酸、質(zhì)量濃度為25 g/L的硫辛酸；控制DBP的質(zhì)量濃度分別為0、1 mg/L、10 mg/L。陰極液為鐵氰化鉀溶液，組成成分為質(zhì)量濃度為16.462 g/L的K3[Fe(CN)6]、質(zhì)量濃度為3.725 g/L的KCl。在30℃的恒溫箱內(nèi)，同步啟動(dòng)3組BES反應(yīng)器，每組設(shè)定3個(gè)平行，陰極和陽(yáng)極之間連接200 Ω電阻，當(dāng)輸出電壓小于60 mV時(shí)更換底物。系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行6個(gè)月。

1.2 電化學(xué)數(shù)據(jù)采集

BES的輸出電壓由安捷倫數(shù)據(jù)采集器連續(xù)采集，測(cè)得的數(shù)據(jù)每30 min記錄1次。以運(yùn)行時(shí)間t為橫坐標(biāo)，輸出電壓U為縱坐標(biāo)作圖可得輸出電壓曲線。在BES輸出功率測(cè)試前，首先保持開路12 h以達(dá)到穩(wěn)態(tài)，并逐漸連接阻值1 000 Ω至10 Ω的電阻，每個(gè)阻值穩(wěn)定30 min，獲得BES的功率密度曲線。

利用循環(huán)伏安法(cyclic voltammetry，CV)表征不同DBP質(zhì)量濃度下EAB電化學(xué)活性的差異。CV的測(cè)定通過電化學(xué)工作站(CHI660，上海辰華)來完成，采用三電極體系，工作電極與陽(yáng)極相連，參比電極連接飽和Ag/AgCl電極，輔助電極連接陰極。掃描電壓為-0.6～0.4 V，掃描速率為1 mV/s。

1.3 EAB微觀形貌觀察

通過掃描電子顯微鏡(scanning electron microscope，簡(jiǎn)稱SEM，JSM-7001F，日本電子株式會(huì)社)對(duì)陽(yáng)極表面附著的EAB進(jìn)行微觀形貌觀察，EAB預(yù)處理流程為：先以0.1 mol/L磷酸鹽緩沖液(phosphate buffer solution，PBS)清洗3次后加入2.5%的戊二醛溶液，在4 ℃冰箱中固定12 h使微生物細(xì)胞形態(tài)保持完好；然后以50%、70%、90%及100%的乙醇溶液逐級(jí)梯度脫水，每種溶液下脫水5 min，最后用氮?dú)鈴氐状得?；放入冷凍干燥機(jī)中干燥12 h，觀測(cè)前將生物膜樣品進(jìn)行噴金處理，使樣品表面鍍上高導(dǎo)電的金屬膜，最后放入真空樣品室進(jìn)行觀測(cè)。

通過共聚焦激光掃描顯微鏡(confocal laser scanning microscopy，簡(jiǎn)稱CLSM，CarlZeissLSM880，德國(guó)蔡司公司)來觀測(cè)EAB表面EPS中蛋白質(zhì)和多糖的分布狀況。EAB樣品的預(yù)處理過程為：首先用30 μL濃度為0.1 mol/L的NaHCO3溶液覆蓋生物膜，使胺基處于去質(zhì)子化狀態(tài)；然后依次使用10 μL質(zhì)量濃度為1 g/L的異硫氰酸熒光素(fluorescein-isothiocyanate，F(xiàn)ITC)、20 μL質(zhì)量濃度為0.25 g/L刀豆蛋白A(concanavalin A，Con A)、20 μL質(zhì)量濃度為0.30 g/L熒光增白劑(calcofluor white，CW)溶液進(jìn)行避光染色，每種染色劑染色時(shí)間分別為1 h、0.5 h、0.5 h；染色完成后用PBS緩沖液清洗多余染料，進(jìn)行觀測(cè)。

1.4 EPS的提取和測(cè)量

使用包括離心、超聲處理和熱提取的方法提取松散結(jié)合型EPS(loosely bound EPS, LB-EPS)和緊密結(jié)合型EPS(tightly bound EPS, TB-EPS)。提取步驟為：首先取1 cm2生物膜用蒸餾水配制成10 mL混合液，3 000 g離心10 min以除去黏液；其次將沉淀物依次重懸在0.05 g/L的NaCl溶液，20 kHz超聲處理2 min，150 r/min水平振動(dòng)15 min，8 000 g離心10 min后，通過0.22 μm醋酸纖維素膜過濾，得到LB-EPS；再次使用0.05 g/L的NaCl溶液將殘留的沉淀物重懸至初始體積，并在20 kHz下超聲處理2 min，隨后60℃加熱30 min，最后12 000 g離心20 min，通過0.22 μm醋酸纖維素膜過濾，得到TB-EPS。分析LB-EPS和TB-EPS的組分，使用TOC分析儀(Liqui TOC Ⅱ，德國(guó)元素公司)測(cè)定總有機(jī)碳(total organic carbon，TOC)，利用單位質(zhì)量揮發(fā)性懸浮固體中含有的TOC質(zhì)量來反映LB-EPS和TB-EPS含量；用葡萄糖配制標(biāo)準(zhǔn)液，使用蒽酮-硫酸法測(cè)量多糖(polysaccharide，PS)含量[20]；用牛血清白蛋白配制標(biāo)準(zhǔn)液，使用改良的Lowry方法測(cè)量蛋白質(zhì)(protein，PRO)含量[21]。

1.5 微生物群落分析

BES運(yùn)行6個(gè)月后收集生物膜樣品，用土壤DNA提取試劑盒(power soil DNA isolation kit，美國(guó)Mobio公司)提取總DNA。以微生物總DNA為模板，以細(xì)菌16S rDNA V4區(qū)為目的擴(kuò)增區(qū)域，引物為515F(GTGCCAGCMGCCGCGGTAA)和909R(CCCCGYCAATTCMTTTRAGT)。對(duì)擴(kuò)增子進(jìn)行高通量測(cè)序(基于上海美吉公司Illumina Hiseq平臺(tái))，以相似性97%為標(biāo)準(zhǔn)獲得操作分類單元(operational taxonomic units，OTU)，并對(duì)微生物群落的多樣性、種類組成和相對(duì)豐度、群落在屬水平的主成分進(jìn)行分析[22]。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同DBP質(zhì)量濃度對(duì)BES電化學(xué)性能和EAB電化學(xué)活性的影響

為了考察投加DBP對(duì)BES產(chǎn)電性能的影響，對(duì)BES輸出電壓進(jìn)行記錄。圖2(a)為不同DBP質(zhì)量濃度下BES反應(yīng)器的電壓輸出情況，可以看出，未投加DBP的對(duì)照組的輸出電壓有較長(zhǎng)的平臺(tái)期(106 h)，且在更換底物后，電壓上升到峰值的時(shí)間較短，而隨著DBP質(zhì)量濃度增大，BES最大輸出電壓逐漸下降。對(duì)照組的反應(yīng)器產(chǎn)電性能最好，電壓上升快，在約210 h的產(chǎn)電周期內(nèi)最大電壓可達(dá)0.60 V，并相對(duì)穩(wěn)定地維持50 h。而加入1 mg/L和10 mg/L DBP的反應(yīng)器產(chǎn)電性能顯著下降。DBP質(zhì)量濃度為1 mg/L時(shí)，最大電壓輸出為0.36 V且沒有顯著的平臺(tái)期，產(chǎn)電周期縮短到約140 h。當(dāng)DBP質(zhì)量濃度為10 mg/L時(shí)，反應(yīng)器產(chǎn)電性能最差，最大輸出電壓僅為0.24 V，產(chǎn)電周期進(jìn)一步縮短至128 h左右。

注：V-0、V-1、V-10分別為ρ(DBP)為0、1 mg/L、10 mg/L時(shí)的電壓；P-0、P-1、P-10分別為ρ(DBP)為0、1 mg/L、10 mg/L時(shí)的功率密度；K-0、K-1、K-10分別為ρ(DBP)為0、1 mg/L、10 mg/L時(shí)陰極電位；A-0、A-1、A-10分別為ρ(DBP)為0、1 mg/L、10 mg/L時(shí)陽(yáng)極電位。圖2 BES在不同DBP質(zhì)量濃度下的產(chǎn)電性能Fig.2 Electricity generation performance of BES under different DBP concentrations

同時(shí)，研究了不同DBP質(zhì)量濃度下的系統(tǒng)輸出功率變化。由圖2(b)可見，隨著DBP質(zhì)量濃度增大，系統(tǒng)最大輸出功率下降。DBP質(zhì)量濃度從0增到10 mg/L，BES的輸出功率減少了52.7%，內(nèi)阻從200 Ω增大到了400 Ω左右，產(chǎn)電性能明顯受到抑制。以Ag/AgCl電極作參比電極(下同)，通過對(duì)陽(yáng)極和陰極的電位進(jìn)行監(jiān)測(cè)(圖2(c))，表明陽(yáng)極電位是造成BES輸出功率下降的主要因素，而陰極電位保持相對(duì)恒定。研究表明，EAB是影響B(tài)ES產(chǎn)電性能的關(guān)鍵因素[23]，當(dāng)EAB厚度逐漸增加時(shí)，膜內(nèi)的電子傳遞能力的變化會(huì)導(dǎo)致系統(tǒng)產(chǎn)電性能的下降，電子傳遞性能主要是由于細(xì)胞間或細(xì)胞與電極間的電子轉(zhuǎn)移效率決定[24-25]。因此由產(chǎn)電數(shù)據(jù)可以推斷，高質(zhì)量濃度DBP抑制了EAB內(nèi)的電子轉(zhuǎn)移活性，導(dǎo)致BES內(nèi)阻增大，輸出功率降低。

為了驗(yàn)證上述推斷，明確不同DBP質(zhì)量濃度對(duì)EAB電化學(xué)活性的影響，對(duì)EAB的CV曲線(圖3(a))進(jìn)行分析，可以看出，隨著DBP質(zhì)量濃度增大，CV曲線內(nèi)包圍的面積逐漸縮小，表明基質(zhì)減少，氧化還原反應(yīng)越發(fā)微弱，體系的電化學(xué)活性降低。其中，對(duì)照組峰值電流為0.018 A，明顯大于DBP質(zhì)量濃度為1 mg/L和10 mg/L時(shí)的峰值電流(0.012 V和0.008 V)，這也說明未投加DBP條件下的EAB產(chǎn)電性能最好，電子轉(zhuǎn)移能力最強(qiáng)。在此基礎(chǔ)上，繪制不同DBP質(zhì)量濃度下CV的一階導(dǎo)數(shù)(DCV)曲線，通過變化速度進(jìn)一步分析CV的變化規(guī)律(圖3(b))?？梢钥闯?，對(duì)照組的CV一階導(dǎo)數(shù)中出現(xiàn)了3個(gè)峰，峰1代表CV曲線開始產(chǎn)生峰的電位，而隨著DBP質(zhì)量濃度增大，峰的數(shù)目減少，且開始產(chǎn)生峰的電位逐漸下降，表明EAB氧化還原活性位點(diǎn)的豐富度降低[26]，生物膜電導(dǎo)率及電化學(xué)活性減弱，與上述CV分析以及通過最高輸出電壓和功率密度得出的結(jié)論一致。

圖3 不同DBP質(zhì)量濃度下的CV曲線及DCV曲線Fig.3 CV curve and its first derivative DCV curve under different DBP concentrations

c型細(xì)胞色素蛋白分布在菌體的內(nèi)膜、外膜和周質(zhì)空間中，在電子轉(zhuǎn)移過程中，作為電子傳遞載體或末端還原酶發(fā)揮關(guān)鍵作用[27]。結(jié)合圖3，可以看出對(duì)照組主要氧化峰出現(xiàn)在-0.04 V，這與Rhodopseudomonas等硫酸鹽還原細(xì)菌屬所特有的一種低電位細(xì)胞色素c3的氧化還原中點(diǎn)電位相近(-0.044 V)[28]。1 mg/L DBP條件下的主要氧化峰出現(xiàn)在0.05～0.25 V之間，與細(xì)胞色素c2(0.052～0.252 V)范圍相似[29]。而10 mg/L DBP條件下氧化峰出現(xiàn)在-0.315 V，與周質(zhì)細(xì)胞色素PpcA(-0.356 V)相近，該細(xì)胞色素是外膜細(xì)胞色素與電極之間交換電子的通道[30]。故推測(cè)細(xì)胞色素c3對(duì)DBP敏感，而細(xì)胞色素c2與PpcA可能參與了DBP刺激下的胞外電子傳遞。

2.2 不同DBP質(zhì)量濃度下EAB微形態(tài)觀察與表征

通過SEM觀察EAB的微觀形態(tài)，結(jié)果見圖4。由圖4(a)(b)(c)可見，對(duì)照組EAB中菌落外形較為明顯，而添加了1 mg/L和10 mg/L DBP的生物膜表面被一層黏性物質(zhì)包裹，細(xì)菌外形不明顯。通過多重染色和CLSM獲得生物膜的空間組成和結(jié)構(gòu)見圖4(d)(e)(f)，可見，EAB中蛋白質(zhì)和α-多糖的含量很高并且分散在整個(gè)視野中，對(duì)照組中的β-多糖的含量最小，分散在視野的局部位置。當(dāng)DBP質(zhì)量濃度逐漸增大到10 mg/L時(shí)，β-多糖含量顯著增加，并從局部視野位置擴(kuò)散到整個(gè)視野中?？偟膩碚f，EAB中蛋白質(zhì)和α-多糖的比例相對(duì)穩(wěn)定，而β-多糖的含量隨DBP質(zhì)量濃度的增加而顯著增加。為了進(jìn)一步分析DBP對(duì)EAB中胞外蛋白質(zhì)和多糖分泌的影響，對(duì)這2種成分進(jìn)行定量分析。

注：SEM圖標(biāo)尺為10 μm，CLSM圖中綠色代表PRO，紅色代表α-D-PS，藍(lán)色代表β-D-PS。圖4 在不同DBP質(zhì)量濃度下EAB的SEM和CLSM Fig.4 SEM and CLSM of EAB under different DBP concentrations

生物膜的EPS主要由蛋白質(zhì)和多糖類物質(zhì)組成，EPS對(duì)細(xì)菌在電極表面的固定和生長(zhǎng)，以及胞外電子轉(zhuǎn)移至關(guān)重要[31]。檢測(cè)數(shù)據(jù)顯示，投加了1 mg/L和10 mg/L DBP的反應(yīng)器中EPS含量逐漸提高，較于對(duì)照組分別增大了6.90%和17.70%。值得注意的是，隨著DBP質(zhì)量濃度增大，LB-EPS的含量逐漸從(12.46±1.19) mg/g 下降到(9.98±0.49) mg/g ，TB-EPS從(47.1±2.46) mg/g顯著提高到(60.12±1.30) mg/g，增加了27.64%。結(jié)構(gòu)上TB-EPS緊密附著在細(xì)胞壁上，具有一定外形，而LB-EPS流變性強(qiáng)，沒有明顯邊緣，這說明DBP引起了EAB結(jié)構(gòu)上的變化。

為進(jìn)一步表征DBP對(duì)EAB分泌EPS的影響，對(duì)組成EPS的2種主要成分：PRO和PS的質(zhì)量濃度進(jìn)行檢測(cè)。結(jié)果表明，當(dāng)DBP質(zhì)量濃度為1 mg/L時(shí)，LB-EPS和TB-EPS中的PRO和PS總質(zhì)量濃度較對(duì)照組均有所提高，在LB-EPS中從(65.82±5.26) mg/L增加16.12%到(76.43±3.07) mg/L，TB-EPS中從(194.97±10.17) mg/L增加13.26%至(220.83±10.61) mg/L。當(dāng)DBP質(zhì)量濃度擴(kuò)大到10 mg/L時(shí)，除了LB-EPS中的PS仍略有增加之外，LB-EPS中的PRO以及TB-EPS中的PRO和PS的質(zhì)量濃度均有所下降。上述結(jié)果表明，在一定質(zhì)量濃度DBP刺激下，EAB通過分泌更多的PRO和PS類物質(zhì)作為保護(hù)屏障對(duì)抗DBP的生態(tài)毒性。而當(dāng)DBP質(zhì)量濃度過高時(shí)，TB-EPS中的PRO和PS質(zhì)量濃度下降，可能是由于過高質(zhì)量濃度DBP的生態(tài)毒性，影響了EPS合成代謝的速率。

2.3 EAB中微生物群落結(jié)構(gòu)在不同DBP質(zhì)量濃度下的演變

利用Illumina高通量測(cè)序16S rRNA基因分析不同質(zhì)量濃度DBP下EAB上微生物群落的組成豐度和多樣性。結(jié)果顯示，DBP質(zhì)量濃度為1 mg/L和10 mg/L的Ace值(186.84和194.11)均小于對(duì)照組(197.90)，表明投加DBP降低了EAB上的微生物豐富度，種類減少；隨著DBP質(zhì)量濃度由1 mg/L增加到10 mg/L，Shannon值逐漸從3.04增大到3.34，表明微生物群落多樣性提高，群落均勻度增加。同時(shí)從圖5(a)來看，3組EAB共有OTU數(shù)目為127，隨著DBP質(zhì)量濃度增加，3組EAB中所獨(dú)有的物種數(shù)目先減少后增大，即組成相似性逐漸降低。

圖5 不同DBP質(zhì)量濃度下EAB的微生物群落分析結(jié)果Fig.5 Microbial community analysis result of EAB under different DBP concentrations

為進(jìn)一步了解DBP對(duì)EAB中微生物群落的影響，在屬水平上檢測(cè)了不同DBP質(zhì)量濃度下微生物群落的組成和相對(duì)豐度。由圖5(b)可以看出，對(duì)照組的主要產(chǎn)電菌為Rhodopseudomonas(31.66%)和Rhodococcus(14.30%)，該結(jié)果與曹效鑫[32]對(duì)其BES陽(yáng)極生物膜中的優(yōu)勢(shì)菌分析結(jié)果相同。其中，Rhodopseudomonas屬于α-變形菌門，能利用多種底物產(chǎn)電，特別是乙酸鹽，功率輸出密度高達(dá)(2 720±60) mW/m2，主要產(chǎn)電機(jī)制為EAB的直接電子傳遞[33]，與上述CV曲線分析結(jié)果吻合。隨著DBP質(zhì)量濃度增加，優(yōu)勢(shì)產(chǎn)電菌Rhodopseudomonas和Rhodococcus迅速減少，Rhodopseudomonas在1 mg/L和10 mg/L DBP條件下分別只占12.53%和11.87%，而Rhodococcus幾乎消失，分別只占0.97%和1.76%，表明這些產(chǎn)電菌的代謝受到明顯抑制。

同時(shí)注意到，在加入DBP后Petrimonas成為優(yōu)勢(shì)菌，Petrimonas屬于中溫發(fā)酵細(xì)菌，能將復(fù)雜的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為乙酸，氫和二氧化碳[34]。Zhao等[35]研究發(fā)現(xiàn)，Petrimonas具有與其他物種進(jìn)行直接種間電子轉(zhuǎn)移來代謝有機(jī)底物的潛力。當(dāng)DBP質(zhì)量濃度增大，Petrimonas的相對(duì)豐度先增加(3.6%至18.86%)后減少(18.86%至11.15%)。這表明，Petrimonas在較低質(zhì)量濃度的DBP下可以維持正常的增殖，隨著濃度增加，細(xì)菌活性受到抑制，物種數(shù)目減少。此外，Aquamicrobium在高質(zhì)量濃度DBP(10 mg/L)下大幅增加至12.96%，有研究表明，Aquamicrobium的豐度在投加高毒性金屬元素—鉈的BES中從0.01%增加到3.18%[36]，并被發(fā)現(xiàn)能夠代謝具有強(qiáng)烈生態(tài)毒性的雜環(huán)化合物噻吩-2-甲酸叔丁酯[37]、聯(lián)苯和聚氯聯(lián)苯等[38]，說明該菌對(duì)高毒性物質(zhì)具有一定抗性。由于Petrimonas和Aquamicrobium在添加DBP條件下的豐度出現(xiàn)顯著增加，故推測(cè)其在生物膜對(duì)抗DBP毒性過程中起到重要作用。

3 結(jié) 論

a. 投加DBP會(huì)降低EAB的電化學(xué)活性，對(duì)BES的電化學(xué)性能有不利影響。隨著DBP質(zhì)量濃度增大，CV曲線的峰強(qiáng)、BES的最高輸出電壓和功率密度均顯著下降。

b. DBP質(zhì)量濃度增加導(dǎo)致EAB中EPS含量逐漸提高，尤其是TB-EPS含量顯著提高，且高質(zhì)量濃度DBP會(huì)刺激β-PS的分泌，用來抵抗DBP的生態(tài)毒性。

c. 在DBP刺激下，EAB中微生物群落豐富度降低，多樣性提高，產(chǎn)電菌豐度下降，典型電活性菌Rhodopseudomonas和Rhodococcus對(duì)DBP敏感，代謝受到明顯抑制，而Petrimonas和Aquamicrobium菌是高質(zhì)量濃度DBP條件下的優(yōu)勢(shì)菌群，推測(cè)其在生物膜對(duì)抗DBP毒性過程中起重要作用。