人工濕地-微生物燃料電池系統對十二烷基苯磺酸鈉的微生物響應特征

王曉歐，夏唯宜，王慧欣，李佳音，薛明

（河北工業大學能源與環境工程學院，天津 300401）

直鏈烷基苯磺酸鹽（linear alkyl-benzene sulfonate，LAS）作為日化領域應用最為廣泛的陰離子表面活性劑，被添加于各種清潔劑與洗滌劑中，因此，烷基苯磺酸鹽及其降解中間產物已經成為環境中常見的代表性有機污染物。據統計，城市生活污水中烷基苯磺酸鹽的濃度范圍為3～21 mg·L-1[1]，由于農村用水量少，推測農村生活污水中烷基苯磺酸鹽濃度更高。烷基苯磺酸鹽屬于中等毒性物質，且不易生物降解，在20余種同系物中，C10～C12烷基苯磺酸鹽的毒性顯著高于碳鏈更短或更長的烷基苯磺酸鹽。由于具有增溶、起泡、潤濕、滅菌、消毒等作用，環境中殘存的烷基苯磺酸鹽會對生態平衡、生物安全與人體健康造成直接或間接危害。

人工濕地（constructed wetland，CW）模擬自然濕地的結構與功能，利用系統中填料、水生植物和微生物的物理、化學、生物三重協同作用對污水進行凈化，具有投資低、景觀生態相容性好、可實現廢水資源化利用等特點，在農村生活污水、地表水體污染與面源污染處理、以及污水廠尾水深度處理中有著很大的推廣應用價值[2-4]。人工濕地系統去除LAS 的途徑包括植物吸收、填料吸附/解吸、微生物降解等，其中，吸附和生物降解共同作用是主要途徑。但是LAS 所需生物降解時間較長，即使在好氧條件下也需要2～4 d，厭氧條件下半衰期可長達33 d[5]。傳統人工濕地長期處于厭氧或缺氧狀態，導致LAS生物降解較慢。

近年來，許多研究將微生物燃料電池（microbial fuel cell，MFC）技術引入濕地，構建CW-MFC 耦合系統以強化人工濕地對難降解有機物的去除效果，比如石油烴類化合物、硝基苯、偶氮染料、抗生素等[6-9]。MFC 的基本工作原理是以電化學活性菌（electrochemically active bacteria，EAB）為生物催化劑，將有機物在陽極（厭氧環境）氧化分解并釋放出H+和e-，H+通過質子交換膜（或無膜）轉移至陰極（好氧環境），e-經外電路遷移至陰極形成電流，并與電子受體（氧氣、硝酸鹽或硫酸鹽等）及H+反應生成水，最終將有機物的化學能轉化為電能。EAB 可以通過復雜的電子傳遞途徑將細胞代謝產生的還原當量有效地重新連接到不同的還原酶上，因此EAB 通常對復雜大分子有機物具有較高的生物還原效率[10]，而這也是MFC能夠強化難降解有機物去除的關鍵原因。

有研究發現添加表面活性劑可以強化MFC 性能，比如，Xu 等[11]報道，添加吐溫-80 可強化沉積物MFC 對疏水性有機物多氯聯苯的降解效果，并降低MFC內阻、提高MFC輸出功率；Hwang等[12]報道，添加十二烷基硫酸鈉可通過提高艙底含油廢水的生物可利用性，有效強化MFC 的產電性能和降解性能。分析認為，表面活性劑可通過改變微生物細胞膜的超微結構而提高其滲透性，降低有機底物和電子的跨膜轉移阻力，從而改善MFC 的產電性能和污染物降解性能[11-12]。

由上述可知，利用CW-MFC 系統降解烷基苯磺酸鹽具有非常高的可行性?；诖?，本研究以十二烷基苯磺酸鈉（sodium dodecyl benzene sulfonate，SDBS）為目標LAS，考察了CW-MFC 系統對SDBS 的去除效果以及SDBS 對CW-MFC 系統產電性能的影響，并重點探究了CW-MFC 系統中微生物群落對SDBS 的響應特征，以期挖掘CW-MFC 中LAS 降解優勢微生物，為調控CW-MFC 系統微生物群落功能以強化LAS 微生物降解提供科學參考。

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

本實驗共有2 套CW-MFC 裝置（編號CW-MFC1和CW-MFC2），結構如圖1 所示。該裝置由有機玻璃制成，高50 cm、內徑19 cm。濕地內填料層高度為45 cm，從下至上依次是礫石（高5 cm，粒徑20～40 mm）、火山巖（高30 cm，粒徑10～30 mm）、礫石（高5 cm，粒徑5～10 mm）和沙子（高5 cm，直徑1～3 mm）。在距填料底部5、15、25、35、45 cm 處分別設置取樣口。系統陽極為三根石墨棒（長15 cm，直徑2 cm），分別置于距填料底部15、25、35 cm 處，陰極為石墨板（10 cm×10 cm×0.8 cm），置于填料表面。陽極與陰極之間以鈦絲（Φ1 mm）相連并接有外接電阻，形成閉合回路，外接電阻值設為1 000 Ω。濕地植物選用美人蕉。用黑色塑料薄膜包裹裝置池體以防止池內藻類生長。

圖1 CW-MFC系統實驗裝置示意圖Figure 1 Schematic diagram of CW-MFC system experimental device

CW-MFC 裝置啟動期間，將進水（不含SDBS）自底部連續泵入CW-MFC1和CW-MFC2裝置內，運行35 d 后，系統的輸出電壓達到最大并基本穩定，穩定輸出電壓值約為0.19～0.20 V，標志著系統啟動成功。然后，將裝置CW-MFC2的進水中加入SDBS并繼續運行，7～8 d 后，CW-MFC2系統的輸出電壓再次穩定，此后可定期進行取樣分析。裝置CW-MFC1的進水中無SDBS，以此作為對照。2套裝置內污水的水力停留時間均為1.5 d。

1.2 實驗進水

實驗進水為合成生活污水，采用蛋白胨、葡萄糖、尿素、NH4Cl、KH2PO4、Na5P3O10和C18H29NaO3S 配制，除蛋白胨外其他化學品均為分析純。

合成生活污水水質為：pH 7.0±0.2、化學需氧量（COD）188.8～203.5 mg·L-1、總氮（TN）40.6 mg·L-1、氨氮（NH3和）26.17 mg·L-1、有機氮（OrgN）9.33 mg·L-1、總磷（TP）8 mg·L-1、正磷鹽酸（-P）4.54 mg·L-1、聚磷鹽酸（P3O5- 10-P）3.46 mg·L-1、SDBS 25 mg·L-1。

1.3 監測分析方法

1.3.1 水質測定

每3 d 采集1 次水樣并進行SDBS 檢測，檢測方法為亞甲藍分光光度法，所用儀器為多參數水質測定儀MI-200H（天津眾科創譜科技有限公司）。每份水樣均讀數3次，取其平均值。

1.3.2 輸出電壓測定

使用多通道數據記錄儀（新威測試儀CT-4008-5v10mA-164）實時監測輸出電壓（U），數據采集頻率為1 800 s。

1.3.3 微生物測定與分析

裝置運行3 個月后，停止進水，對CW-MFC 系統火山巖填料表面、植物根系、陽極與陰極表面進行微生物采樣，將CW-MFC1系統植物根系表面、火山巖填料表面、陽極表面、陰極表面樣本分別命名為P.1、T.1、A.1、C.1；將CW-MFC2系統植物根系表面、火山巖填料表面、陽極表面、陰極表面樣本分別命名為P.2、T.2、A.2、C.2。

（1）16SrRNA 高通量測序：采用CTAB 或SDS 方法對樣本的基因組DNA 進行提取，選取引物341F（5′ -CCTAYGGGRBGCASCAG-3′）和806R（5′ -GGACTACNNGGGTATCTAAT-3′ ）對細菌的16S rRNA 的V3～V4 區域基因序列進行PCR 擴增。使用2%濃度的瓊脂糖凝膠對PCR 擴增產物進行電泳檢測，使用Thermo Scientific 公司GeneJET 膠回收試劑盒對PCR 擴增產物回收，最后使用Illumina 公司TruSeq DNA PCR-Free Sample Preparation Kit 建庫試劑盒進行文庫的構建，構建好的文庫經過Qubit 定量和文庫檢測，合格后，使用NovaSeq6000上機器測序。

（2）高通量測序數據分析與物種統計分析：對Illumina NovaSeq 測序得到的下機數據進行拼接和質控，再進行嵌合體過濾，得到可用于后續分析的有效數據。為研究各樣本的物種組成，基于有效數據，以97%的一致性進行OTUs（operational taxonomic units）聚類，然后對OTUs的序列進行物種注釋。根據OTUs聚類結果，一方面對每個OTU 的代表序列做物種注釋，得到對應的物種信息和基于物種的豐度分布情況。同時，對OTUs 進行Alpha 多樣性計算、Venn 圖、物種豐度等分析，以得到樣本內物種豐富度和均勻度信息、不同樣本或分組間的共有和特有OTUs信息等。另一方面，可以對OTUs 進行多序列比對并構建系統發生樹，通過PCoA等降維分析和樣本聚類樹展示，可以探究不同樣本或組別間群落結構的差異。

1.4 數據處理與分析

1.4.1 污染物去除率分析

SDBS 去除率和去除負荷計算公式分別如（1）、（2）所示：

式中：RC表示SDBS 去除率，%；RL表示SDBS 去除負荷，g·m-3·d-1；Ci表示平均進水SDBS 濃度，mg·L-1；Ce表示平均出水SDBS 濃度，mg·L-1；Q表示進水流量，m3·d-1；V表示濕地體積，m3。

1.4.2 電化學性能分析

系統的輸出電流和功率按照歐姆定律由輸出電壓數據進行計算，電流密度和功率密度均以陽極表面積進行計算，如公式（3）、（4）、（5）、（6）所示。

式中：I表示CW-MFC 系統電流，mA；U表示CW-MFC系統的輸出電壓，mV；Rex表示CW-MFC系統的外接電阻值，Ω；P表示CW-MFC 系統輸出功率，mW；S表示陽極電極表面積，m2；Id表示CW-MFC 面積電流密度，mA·m-2；Pd表示CW-MFC面積功率密度，mW·m-2。

CW-MFC 系統的內阻通過功率密度曲線得到，具體操作為：由大到小依次調節外接電阻值（100～9 000 Ω），并且在每個阻值下系統穩定30 min 后記錄對應的輸出電壓，以電流密度值為橫坐標、功率密度值為縱坐標，繪制功率密度曲線，功率密度曲線峰值所對應的電阻值即為CW-MFC 系統內阻。此外，根據Pmax=E2/4Rin也可估算系統內阻，其中E為系統開路電壓。

本實驗中所有數據均使用Excel 2021 進行整理、使用Origin2021 制圖，使用SPSS Statistics 25 進行單因素方差分析以檢測SDBS 對CW-MFC 系統COD 去除和產電性能影響的顯著性（P＜0.05）。

2 結果與討論

2.1 CW-MFC系統SDBS去除性能和產電性能

CW-MFC2系統對SDBS 的去除效果如圖2（a）所示，在進水中加入SDBS后，CW-MFC2系統對SDBS的初始去除率約為35%，經過緩慢增長SDBS 去除率于60 d 后趨于穩定，達到40%～48%，平均去除率和去除負荷分別為44.3%和6.74 g·m-3·d-1。CW-MFC2系統中SDBS 的去除過程可能是：初期，CW-MFC 系統主要通過填料、電極和植物根系等固體介質的吸附作用去除SDBS，隨著運行時間的增加，吸附逐漸達到飽和，同時，系統內部SDBS降解相關微生物不斷富集生長，形成穩定群落，導致系統中SDBS出水濃度不斷下降并最終趨于穩定。CW-MFC 系統的COD 去除率變化如圖2（b）所示，CW-MFC2系統的COD 去除率（31.9%～72.3%）顯著低于CW-MFC1系統（63.1%～89.3%），且CW-MFC2系統的COD 去除率波動較大，需要較長時間才能夠趨于穩定。由此推測，SDBS 的加入對CW-MFC 系統中微生物群落的組成與活性產生了較大的干擾，微生物需要一定的時間適應并發展SDBS降解能力。

圖2 CW-MFC2系統的SDBS出水濃度及去除率（a）和CW-MFC系統的COD去除率（b）Figure 2 Effluent concentration and removal rate of SDBS in CWMFC2 system（a）and COD removal rate of CW-MFC system（b）

CW-MFC 系統的輸出電壓如圖3（a）所示。在裝置啟動階段（0～35 d），CW-MFC1和CW-MFC2系統的輸出電壓均不斷上升，35 d 后，CW-MFC1的輸出電壓穩定在約0.19～0.20 V，這標志著系統啟動成功，即產電微生物成功地附著在陽極表面并形成生物膜，而CW-MFC2的輸出電壓先下降后上升最終趨于穩定，這是因為，35 d時CW-MFC2系統的進水中加入了SDBS，產電微生物種群需要時間去適應和緩沖SDBS 所造成的干擾和抑制，此過程持續了7～8 d，CW-MFC2系統的輸出電壓再次穩定，平均最大輸出電壓約為0.18 V，較CW-MFC1系統（0.19 V）低5.0%。由于CW-MFC2系統需要較長時間（60 d 及以上）才能夠實現對SDBS和COD 的穩定去除，而其輸出電壓只需7～8 d即可恢復穩定，推測產電微生物對SDBS的抗性比其他微生物物種更強。EAB 的胞外電子傳遞機制主要包括（1）直接接觸機制，即直接利用細胞外膜上的多血紅素細胞色素c 或細胞表面附屬物“納米導線”將電子傳遞至受體；（2）電子穿梭體介導，即利用微生物自身分泌的氧化還原物質（內生介體）或者某些外源化學物質（外生介體）介導電子的傳遞；（3）應電運動，即利用細胞鞭毛運動快速撞擊胞外受體表面而介導電子傳遞[13]。這些復雜的電子傳遞途徑使得EAB對復雜大分子有機物具有較高的生物還原效率[10]，因此，與其他微生物種群相比，EAB 表現出了對SDBS更強的抗性。

CW-MFC1和CW-MFC2系統功率密度曲線、極化曲線的變化趨勢相似（圖3b、圖3c），其中，在低電流密度區域（Id約＜5.0 mA·m-2）和中電流密度區域（Id約為5.0～15.0 mA·m-2），CW-MFC2系統電壓隨電流增加的下降趨勢更緩慢，而在高電流密度區域（Id約＞15.0 mA·m-2），CW-MFC2系統電壓隨電流增加的下降趨勢更快速，說明SDBS 的存在減小了CW-MFC 系統產電過程中的傳質損失和歐姆損失，但是增加了活化損失。CW-MFC1、CW-MFC2系統功率密度分別在電流密度約為8.6、15.1 mA·m-2時達到最大值（分別約為3.36、3.41 mW·m-2），根據功率密度峰值法，CWMFC1、CW-MFC2的內阻應分別在500～600 Ω、300～400 Ω 之間，而根據極化曲線斜率法，由此區域內電壓與電流的線性關系計算得出CW-MFC1和CWMFC2的內阻分別為528.6 Ω 和370.5 Ω，CW-MFC2的內阻較CW-MFC1顯著低29.9%。由此可見，SDBS 在一定程度上改善了CW-MFC 系統的電化學性能，尤其是極大降低了其內阻。這與前人的研究結果一致，表面活性劑可以改變細胞膜的超微結構以形成跨膜通道，提高微生物細胞膜的滲透性，降低有機底物和電子的跨膜轉移阻力，從而提高微生物細胞的電子轉移能力，進而改善MFC的產電性能[11-12，14]。

2.2 CW-MFC系統微生物群落結構特征

2.2.1 微生物群落多樣性分析

CW-MFC 系統的微生物群落多樣性指數如表1所示，其中，Shannon 指數和Simpson 指數表征微生物群落的多樣性，Observed species指數表征微生物群落的豐富度?？梢钥闯?，CW-MFC1系統中各部位的微生物群落多樣性和豐富度排序為陰極表面＞植物根系表面＞陽極表面＞火山巖填料表面，而CW-MFC2系統中微生物多樣性排序為陽極表面＞植物根系表面＞火山巖填料表面≈陰極表面，微生物豐富度排序為陽極表面＞火山巖填料表面＞植物根系表面＞陰極表面。由此可見，SDBS 可影響CW-MFC 系統內部微生物群落多樣性的空間分布特征。與CW-MFC1系統相比，CW-MFC2系統火山巖填料和陽極表面的Shannon 指數分別提高了39.62%和25%，Simpson 指數分別提高了9.84%和11.49%，Observed species指數分別提高了40.73%和12.43%，而植物根系和MFC 陰極表面的Shannon 指數卻分別降低了23.86%和44.88%，Simpson 指數分別降低了12.37%和23.47%，Observed species 指數分別降低了18.68%和43.64%。這說明SDBS可促進火山巖填料和MFC陽極表面的微生物群落多樣性和豐富度，但是卻會抑制植物根系和MFC 陰極表面的微生物群落多樣性。推測這可能與好氧/厭氧環境有關，CW-MFC 系統底部（火山巖填料層和MFC 陽極）以厭氧/缺氧環境為主，而植物根系由于泌氧作用其表面為好氧環境，MFC 陰極區域由于濕地填料表層大氣復氧作用亦為好氧環境。這說明SDBS對厭氧微生物群落多樣性具有促進作用，但是對好氧微生物群落多樣性具有抑制作用。

表1 CW-MFC系統微生物群落多樣性指數Table 1 Microbial community diversity index of CW-MFC system

通過繪制OTU 分布Venn 圖，對CW-MFC 系統中各部位微生物群落組成的相似性和特異性進行分析，結果如圖4 所示。CW-MFC1共注釋到OTUs 7 477個，其中共有OTUs 502 個，占比6.71%，CW-MFC2共注釋到OTUs 6 598 個，其中共有OTUs 387 個，占比5.87%。分部位來看，就植物根系表面OTUs 數目而言，CW-MFC2較CW-MFC1低18.19%；就火山巖填料表面OTUs 數目而言，CW-MFC2較CW-MFC1高26.57%；就陽極表面OTUs 數目而言，CW-MFC2較CW-MFC1高11.06%；就陰極表面OTUs 數目而言，CW-MFC2較CW-MFC1低44.86%。這進一步證實SDBS 對CW-MFC 系統各部位的微生物群落組成均有不同程度的影響，其中對陰極表面微生物群落組成影響最大，并對微生物群落的生長表現出抑制作用；其次是火山巖填料表面，并對微生物群落的生長表現出促進作用。

圖4 CW-MFC1（a）和CW-MFC2（b）系統各部位微生物OTUs分布Venn圖Figure 4 Venn diagram of microbial OTUs distribution in various parts of the CW-MFC1（a）and CW-MFC2（b）systems

基于Unweighted unifra距離算法進行主坐標分析（PCoA），以探究CW-MFC 系統不同部位微生物群落組成的差異性和相似性，結果如圖5（a）所示。主成分1 和2 分別解釋了28.02%和7.76%的總群落變化。植物根系表面（P.1、P.2）、火山巖填料表面（T.1、T.2）、陽極表面（A.1、A.2）和陰極表面（C.1、C.2）的微生物樣本之間相距較遠，表明CW-MFC系統中不同部位的微生物群落組成差異顯著，同時，P.1 與P.2、T.1 與T.2、A.1 與A.2、C.1 與C.2 之間存在明顯分離，這進一步證明SDBS濃度顯著影響了CW-MFC系統的微生物群落組成，尤其是MFC陰極表面的微生物群落組成。

基于Unweighted unifrac 距離對OTUs數據進行聚類分析，結果如圖5（b）所示，樣本T.1、T.2、P.1、P.2 聚為一支，A.1、A.2、C.1、C.2 聚為一支，這說明火山巖填料和植物根系表面微生物群落進化關系距離較近，MFC 陽極和陰極表面的微生物群落進化關系距離較近。此外，與CW-MFC1相比，CW-MFC2系統各部位Bacteroidota（擬桿菌門）的相對豐度明顯增加，尤其是在MFC 陰極表面，可見SDBS 作為碳源能夠促進Bacteroidota 富集生長。Bacteroidota 是濕地中最常檢測到的微生物菌門，在氮循環以及有機物降解中起到重要作用[15]，同時，Bacteroidota 中的許多微生物是電化學活性細菌，可以直接或間接地參與電子轉移[16]，這也部分解釋了SDBS 對CW-MFC 系統電化學性能的促進作用（圖3）。

2.2.2 微生物群落結構差異性分析

CW-MFC 系統門水平微生物群落結構如圖6（a）所示，可以看出CW-MFC 系統優勢菌門為Proteobacteria（變形菌門）、Bacteroidota、Desulfobacteroidota（脫硫弧菌門），其相對豐度總和占全部的78.42%～94.23%。其中Proteobacteria 豐度最高，在各樣本中占比39.54%～91.24%。Proteobacteria 在濕地系統中對有機物降解和脫氮除磷起著重要作用，Bacteroidota被認為是CW-MFC 系統中常見的優勢菌[17]，在厭氧環境條件下可有效降解污染物[18]。Desulfobacteroidota 能以硫酸鹽（）、亞硫酸鹽（）、硫代硫酸鹽（）硫化合物作為電子受體，對LAS的中間降解產物乙醇、富馬酸鹽等進行不完全發酵，將其進一步分解成二氧化碳和水[19]。此外，還發現了Chloroflexi（綠彎菌門）、Acidobacteriota（酸桿菌門）、Actinobacteria（放線菌門）等重要的有機物降解微生物。Wu等[20]使用厭氧氨氧化工藝處理垃圾滲濾液，發現Chloroflexi可以使垃圾滲濾液中的難降解有機質轉化為易降解有機質，從而促進厭氧氨氧化工藝的深度脫氮。Lu等[21]和Militon 等[22]提出Actinobacteria 在石油烴類和脂肪烴類污染物的生物降解中具有關鍵作用。Han等[23]發現，Acidobacteriota 作為優勢菌門，可以有效參與喹諾酮類抗生素氧氟沙星和環丙沙星的降解。

受SDBS 的影響，Proteobacteria、Bacteroidota、Desulfobacteroidota 各菌門在系統內各部位相對豐度發生了變化，具體為：Proteobacteria 的相對豐度在植物根系表面幾乎不變，在MFC 陽極表面增加了24.39%，而在火山巖填料表面和MFC 陰極表面分別減少了11.50%和26.36%；Bacteroidota 的相對豐度在植物根系、火山巖填料和MFC 陰極表面分別減少了2.44%、2.11%和44.31%，而在MFC 陽極表面幾乎不變；Desulfobacteroidota 的相對豐度在MFC 陰極表面減少了30.01%，而在植物根系、火山巖填料和MFC 陽極表面幾乎不變。

分析微生物群落在CW-MFC 系統中的空間分布規律，發現在火山巖填料表面變形菌門Proteobacteria的相對豐度最大，均高達80%以上；在MFC 陰極表面擬桿菌門Bacteroidota 的相對豐度最大，占比約為7.66～51.97%；在MFC 陽極表面脫硫桿菌門Desulfobacteroidota 的相對豐度最大，占比約為10.77%～40.78%。因此推測Proteobacteria、Bacteroidota 和Desulfobacteroidota 分別在火山巖填料、MFC陰極和MFC陽極部位的SDBS降解中發揮著重要作用。

EAB 是MFC 中驅動污染物降解轉化的主要生物催化劑[24]，EAB 能夠進行細胞外電子轉移，具有給予或接受電子的能力[25]，可以催化氧化底物產生電子，將其代謝的電子傳輸至陽極，從而實現有機物的降解和電能的轉化。EAB 主要包括四大類，Proteobacteria、Bacteroidota、Firmicutes（厚壁菌門）、Acidobacteriota。陽極是CW-MFC 系統中微生物產電的主要場所，CW-MFC1和CW-MFC2系統中陽極EAB 均為Proteobacteria 相對豐度最大，占總EAB 豐度分別高達83.3%和85.9%，可見Proteobacteria 對CW-MFC 產電的貢獻較大。與CW-MFC1系統相比，CW-MFC2系統陽極區總EAB 的豐度顯著提高56.7%，由于SDBS 在一定程度上改善了CW-MFC 系統的電化學性能，由此推測，SDBS 可以通過促進EAB 的生長而提高CWMFC系統的電化學性能。

為了進一步探索SDBS 對微生物群落變化的影響，對屬水平的微生物群落結構進行了分析研究。如圖6（b）所示，總體來看，CW-MFC 系統內各部位微生物群落組成差異較大，其中優勢菌屬是Aeromonas、Cloacibacterium、Geobacter（地桿菌屬），相對豐度分別為3.18%～77.66%、0.19%～49.31%、0.06%～38.70%。CW-MFC1和CW-MFC2中各部位微生物群落結構組成有較大差異，SDBS 的存在對部分微生物具有選擇性促進作用，而對部分微生物具有抑制作用，具體為：加入SDBS 后，MFC 陽極表面中Geobacter、Acinetobacter（不動桿菌屬）相對豐度降低，Zoogloea（菌膠團）、Dechloromonas（脫氯單胞菌）、Hydrogenophaga（氫噬胞菌屬）相對豐度增大；MFC陰極表面中Methylophilaceae（嗜甲基菌）相對豐度降低，Cloacibacterium（泄殖腔桿菌）、Rhodobacter（紅桿菌屬）、Gemmobacter（芽殖桿菌屬）相對豐度增大；植物根系表面Xylophilus（嗜木桿菌屬）相對豐度降低、Azospira（固氮螺菌屬）相對豐度升高；填料表面Aeromonas（氣單胞菌屬）相對豐度降低，Novispirillum（諾維螺旋菌屬）相對豐度升高。Okada 等[26]報道稱Zoogloea、Dechloromonas、Hydrogenophaga是LAS 的降解相關菌。Hassan 等[27]發現在MFC 中，Cloacibacterium可促進苯酚降解。Freire 等[28]同樣發現，紅環科（Rhodobacter、Gemmobacter等）相對豐度隨LAS濃度的升高而增大。Zheng等[29]證明Azospira屬在生物膜反應器中具有良好的異養反硝化作用。Novispirillum隸屬于α-變形菌，常在廢水中被檢測到，具有降解偶氮染料的能力[30]。

迄今為止，已有研究在厭氧流化床、膨脹顆粒污泥床等反應器中驗證了多種LAS 降解菌，包括Bacteroides（擬桿菌屬）、Cytophaga（噬纖維菌屬）、Syntrophus（互養菌屬）、Clostridium（梭狀芽孢桿菌屬）等，具體信息見表2。在本研究中，CW-MFC 系統中檢測到的SDBS 降解相關菌屬有7 個，其中1 個屬（Geobacter）被認為可以進行β/ω氧化過程，3個屬[Aeromonas、Acinetobacter、Desulfovibrio（脫硫弧菌屬）]可以進行脫磺酸過程，3 個屬（Hydrogenophaga、Zoogloea、Dechloromonas）可以進行苯環裂解。除了Geobacter和Desulfovibrio屬于厭氧菌屬，其余均為好氧菌屬。由此推測，SDBS 在CW-MFC 系統中的微生物降解以好氧降解為主，但也存在厭氧降解過程。對CW-MFC2系統中SDBS 降解相關菌屬相對豐度的空間分布進行分析，結果如表3 所示。發現火山巖填料表面SDBS 降解菌屬的相對豐度最大，分別是植物根系表面、MFC陽極表面和MFC 陰極表面的1.25、2.33 倍和3.46 倍?；鹕綆r填料具有豐富的孔隙結構和發達的比表面積，對污染物具有較高的吸附能力，兩者均有利于SDBS降解相關微生物在火山巖填料表面富集生長。

表3 本研究中CW-MFC系統中SDBS降解相關菌屬相對豐度的空間分布（%）Table 3 Spatial distribution of relative abundance of SDBS degradation related bacteria in the CW-MFC system of this study（%）

3 結論

（1）十二烷基苯磺酸鈉（SDBS）改變了人工濕地-微生物燃料電池（CW-MFC）系統內部微生物群落的空間分布規律，促進了火山巖填料和陽極表面等厭氧環境下的微生物群落豐富度和多樣性，而對植物根系和陰極表面等好氧環境下的微生物群落多樣性產生了抑制。

（2）CW-MFC 系統中電化學活性菌（EAB）對SDBS 的抗性比其他微生物物種更強，SDBS 可以通過促進EAB的生長而提高CW-MFC系統的電化學性能。

（3）CW-MFC 系統中有7個SDBS降解相關菌屬：Geobacter可參與β/ω 氧化過程，Aeromonas、Acinetobacter、Desulfovibrio可參與脫磺酸過程，Hydrogenophaga、Zoogloea、Dechloromonas可參與苯環裂解過程。其中，Geobacter、Desulfovibrio為厭氧菌屬，其余為好氧菌屬。

（4）CW-MFC 系統在處理SDBS 過程中其火山巖填料表面、陰極表面和陽極表面的優勢菌門分別為Proteobacteria、Bacteroidota 和Desulfobacteroidota，其中，火山巖填料表面SDBS 降解相關菌屬相對豐度最高。