TiO2＠芽孢桿菌光催化性能研究

李官超 祝 瑄 滕 青 劉生玉 楊志超

（太原理工大學礦業工程學院，山西太原030024）

丁基黃藥由于具有良好的捕收性能而常用作鉛、鋅、銅等金屬硫化礦浮選捕收劑［1］。黃藥廢水是在選礦過程中產生的一種有機廢水，因其難降解、刺激性、毒性、污染生態環境等特點，一直是有機廢水處理的難題［2］。

目前，國內外處理有機廢水的方法主要采用物理、化學、微生物等方法。嚴群等［3］采用混凝沉淀—活性炭吸附法對會理鉛鋅選礦廢水進行處理，試驗結果表明，該方法可有效去除廢水COD，處理后的廢水回用效果與清水相當，可實現選礦廢水的零排放。田靜［4］采用次氯酸鈉法處理鉛鋅尾礦庫廢水，試驗結果表明，在尾礦庫廢水初始COD為70～90 mg/L、pH值為7.0左右，次氯酸鈉投加量125 g/t、攪拌強度60 r/min、反應時間40 min條件下，廢水的處理效果較好。夏麗娟等［5］從土壤中分離馴化出能降解黃藥的雜菌，試驗結果表明，雜菌對黃藥有較好的降解效果，在降解黃藥過程中，共基質對其降解黃藥影響大小為：多糖＞二糖＞單糖。

微生物處理有機廢水主要有微生物燃料電池技術［6］、微生物礦化技術［7］、微生物絮凝［8］、固定化微生物技術等［9］。與物理、化學及其它微生物法相比，微生物礦化技術處理有機廢水具有成本低、處理量大、無二次污染等優點［10］。同時，微生物物種多樣性的特點也為各種材料合成提供了豐富的模板資源，因而利用微生物礦化技術處理有機廢水備受學者青睞［11］。微生物成礦過程中，由細胞分泌的自組裝的有機質對無機物的形成起模板作用，使無機礦物有一定的形狀、尺寸、取向和結構［12］。在眾多生物礦化研究中，芽孢桿菌由于抗逆性強、耐高溫高壓、能適應不同的pH等特性，深受學者青睞［13］。郭文文［14］利用賴氨酸芽孢桿菌礦化合成碳酸鹽礦物，證實了賴氨酸芽孢桿菌具有誘導礦化碳酸鹽礦物形成的能力。和佼［15］利用枯草芽孢桿菌為模板礦化合成TiO2材料，并應用于亞甲基藍等有機染料廢水的處理。試驗結果表明，枯草芽孢桿菌礦化合成的TiO2為介孔材料，在太陽光的照射下，其對有機染料廢水有一定的降解效果。

鈦酸丁酯除含有鈦元素外，有機碳含量也較高，不僅作為鈦源合成TiO2，同時也可以為芽孢桿菌提供碳源。本研究以鈦酸丁酯為基底，利用芽孢桿菌合成TiO2＠芽孢桿菌，并用其處理黃藥廢水，綜合利用TiO2＠芽孢桿菌自身生長繁殖降解黃藥的作用、對黃藥的吸附作用及TiO2的光催化作用，有效地解決了微生物處理廢水時周期長、成本高的問題，同時也為TiO2合成提供新的思路和方法。此外，研究黃藥降解機理，也為選礦廢水處理及礦山周圍生態環境保護提供理論基礎。

1 試驗材料及試驗方法

1.1 試驗原料及設備

試驗主要原料及設備如下：氯化鈉（NaCl，分析純），硫酸錳（MnSO4，分析純），鈦酸丁酯（C16H36O4Ti，分析純），芽孢桿菌（北納創聯生物技術有限公司），牛肉膏（北京奧博星生物技術有限責任公司），蛋白胨（北京奧博星生物技術有限責任公司），丁基黃藥（C4H9OCSSNa，煙臺君邦選礦廠）；紫外分光光度計（型號TU-1901），離子色譜儀（型號ICP-OES:Aglient5110），光反應器（自制），離心機（型號GUOHUA 800）。

1.2 試驗方法

1.2.1 TiO2＠芽孢桿菌的合成

用于試驗的培養基組成如下：牛肉膏1.2 g/L，蛋白胨4.5 g/L，氯化鈉1.5 g/L，硫酸錳0.002 5 g/L，鈦酸丁酯添加量分別為0 μL/L、150 μL/L、200 μL/L、300 μL/L、500 μL/L、800 μL/L、1 200 μL/L。將活化后的芽孢桿菌接種至培養基，置于搖床培養箱中培養5 d，溫度為30℃，轉速150 r/min。由添加量為150 μL/L鈦酸丁酯合成的TiO2＠芽孢桿菌記為150 μL/LTiO2＠芽孢桿菌，以此類推。

1.2.2 光降解試驗

用丁基黃藥配制模擬廢水，鈉燈為可見光源，在光反應器中考察TiO2＠芽孢桿菌菌液濃度、鈦酸丁酯用量、黃藥初始濃度、初始pH值、光照強度對黃藥廢水降解的影響。黃藥降解率用下式計算［16］：

式中，R為黃藥降解率，%；c0為黃藥初始濃度，mg/L；ct為t時刻廢水中剩余黃藥濃度，mg/L。

試驗期間，每隔2 h離心取上清液3～5 mL，利用紫外分光光度計在黃藥最大吸收峰處測量廢水的吸光度，根據朗伯-比爾定律計算得到黃藥在降解過程中濃度的變化趨勢，并分析其動力學特性及光降解機理。

1.3 分析方法

采用場發射掃描電子顯微鏡（FE-SEM，ZEISS MERLIN Compact）觀察芽孢桿菌及TiO2＠芽孢桿菌微觀形貌，并用EDS掃描分析TiO2＠芽孢桿菌表面元素；采用X射線衍射儀（XRD，Bruker D8）對TiO2＠芽孢桿菌進行晶相分析，探究其合成TiO2晶型；采用紅外光譜分析儀（FT-IR，TENSOR）分析樣品表面官能團及鍵合情況。采用紫外分光光度計（TU-1901）探究黃藥降解規律；采用離子色譜儀（ICP-OES：Aglient5110）分析黃藥降解后硫元素的存在形式。

2 試驗結果與分析

2.1 SEM及EDS分析

SEM及EDS分析結果見圖1。由圖1（a）可知，芽孢桿菌呈棒狀，兩端為鈍頭，尺寸為3.0 μm×1.0 μm，細菌表面較為光滑。圖1（b）為TiO2＠芽孢桿菌SEM圖，由圖1（b）可知，TiO2＠芽孢桿菌的形態沒有明顯變化，在白圈部分可以看到其表面變得粗糙，粗糙的表面有利于黃藥的吸附［17］。由于TiO2＠芽孢桿菌在分子水平上礦化合成的TiO2尺寸太小，故在圖1（b）及（c）中并未觀察到TiO2和檢測到Ti元素。

2.2 XRD分析

TiO2＠芽孢桿菌XRD分析結果見圖2。由圖2可知，在 2θ=25°～35°出現了寬峰，屬無定型 TiO2特征峰［18］。XRD分析結果表明，芽孢桿菌成功合成了無定型TiO2。尺寸較大無定型TiO2對可見光利用率較低，但在生物分子水平上合成TiO2尺寸很小，則在一定程度上也表現為有序，故能利用可見光［19］。

2.3 FT-IR分析

FT-IR分析結果見圖3。

由圖 3 可知，TiO2＠芽孢桿菌在 590 cm-1、698 cm-1、1 328 cm-1、2 121 cm-1處出現新峰，其中 590 cm-1、698 cm-1處的峰對應 Ti—O—Ti基團，說明TiO2＠芽孢桿菌成功合成TiO2，這與XRD分析結果一致；1 328 cm-1、2 121 cm-1處的峰分別對應于C≡O、C—O鍵的伸縮振動，二者強度明顯增大，說明其可能對黃藥吸附有影響［20］。同時芽孢桿菌和TiO2＠芽孢桿菌均在 528 cm-1、1 406 cm-1、1 650 cm-1、2 922 cm-1、3 460 cm-1出現相同的峰，其分別對應芽孢桿菌細胞壁上的羥基（—OH）、亞甲基（—CH2）、酰胺基（—CONH-）、羧基（—COO-）、羰基（C==O）等基團，且羧基、氨基、羥基等所對應的特征峰都有一定的增強或移動，說明這些基團也可能對黃藥吸附作用有影響［20］。

2.4 TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥的影響因素

2.4.1 丁基黃藥的紫外掃描圖譜及標準曲線

丁基黃藥的紫外掃描曲線及標準曲線如圖4所示。

由圖4（a）可知，丁基黃藥在226 nm和300 nm處有吸收峰，這是丁基黃藥特征吸收峰［21］，后續試驗利用紫外分光光度計在黃藥最大吸收峰300 nm處測量廢水的吸光度。由圖4（b）可知，相關系數R2=0.993 5，表明標準曲線相關性較好。

2.4.2 芽孢桿菌吸附、同化及TiO2光催化對黃藥降解影響

圖5為150 μL/L-TiO2＠芽孢桿菌吸附、同化及TiO2光催化對黃藥降解的影響。

由圖5可知，在黃藥去除過程中，TiO2＠芽孢桿菌吸附、同化及TiO2光催化均對黃藥有去除作用，其作用大小為：TiO2＠芽孢桿菌光催化作用＞TiO2＠芽孢桿菌同化作用＞芽孢桿菌同化作用＞合成TiO2光催化作用＞TiO2＠芽孢桿菌（滅活）吸附作用＞芽孢桿菌（滅活）吸附作用。TiO2＠芽孢桿菌對黃藥同化作用大于芽孢桿菌同化作用，是因為前者有更強的生存能力［22］，故前者對黃藥的去除效果更好。由于芽孢桿菌同化黃藥并繁殖產生更多的菌種，而合成TiO2量不變，故芽孢桿菌對黃藥的同化作用比合成TiO2在光照條件下對黃藥去除效果更好。TiO2＠芽孢桿菌（滅活）表面的活性位點數量［23］有限，其能吸附黃藥數量一定，而TiO2在光照條件下可以源源不斷產生光生電子-空穴對，所以合成TiO2光催化作用優于TiO2＠芽孢桿菌（滅活）對黃藥的吸附作用。由于TiO2＠芽孢桿菌（滅活）表面較芽孢桿菌（滅活）表面粗糙，前者能吸附更多的黃藥，故前者對黃藥的去除效果更好。從圖5還可以看出，TiO2＠芽孢桿菌光催化降解黃藥并不是簡單地將TiO2光催化、芽孢桿菌吸附、同化這3種作用簡單加和，而是競爭的結果［24］。由于TiO2＠芽孢桿菌在光照條件對黃藥去除效果最好，同時不能完全區分3種作用對黃藥去除的影響，故只計算TiO2＠芽孢桿菌吸附、同化及TiO2光催化3種作用對黃藥最終去除率占TiO2＠芽孢桿菌在光照條件對黃藥最終去除率的比值。通過計算，3者對黃藥的去除率占比分別為35.3%、67.8%、40.0%。

2.4.3 TiO2＠芽孢桿菌菌液濃度對黃藥降解的影響

TiO2＠芽孢桿菌菌液濃度對黃藥降解率影響的試驗結果如圖6所示。

由圖6可知：隨著菌液濃度的增加，黃藥的降解率呈現先增大后減小的趨勢；在菌液濃度為90 mL/L的條件下，光照72 h，黃藥降解率達到最大，為80.1%。菌液濃度較低時，菌種數量少，則其處理黃藥的能力有限，所以低菌液濃度條件下，黃藥的降解率較低；隨著菌液濃度增大，菌種數量增多，處理黃藥能力增強，所以黃藥降解率提高［25］。但是，菌液濃度過高，導致溶液透光性變差［26］，從而降低合成TiO2對可見光的利用率，導致黃藥降解率降低。

2.4.4 不同用量鈦酸丁酯為基底合成的TiO2＠芽孢桿菌對黃藥降解的影響

圖7為不同用量鈦酸丁酯為基底合成TiO2＠芽孢桿菌對黃藥降解率影響。

由圖7可知，鈦酸丁酯不同用量為基底合成的TiO2＠芽孢桿菌對黃藥均有降解作用。鈦酸丁酯用量從0 μL/L增加到1 200 μL/L，合成的TiO2＠芽孢桿菌對黃藥降解率呈先增大后減小的趨勢。鈦酸丁酯對芽孢桿菌生命活動有一定抑制作用［27］，鈦酸丁酯濃度高，合成的TiO2＠芽孢桿菌數量少，其它試驗條件相同時，高濃度鈦酸丁酯條件下合成的TiO2＠芽孢桿菌處理黃藥能力減弱［28］，從而導致黃藥降解率降低。

2.4.5 黃藥初始濃度對其降解的影響

圖8為黃藥初始度對其降解的影響。

由圖8可知，隨著黃藥濃度降低，黃藥降解率呈現上升趨勢。黃藥濃度為10 mg/L時，光照72 h，黃藥降解率高達92.6%。黃藥濃度較高時，TiO2＠芽孢桿菌生命活動受到抑制作用強［29］，導致其對黃藥同化能力減弱，同時，黃藥濃度高導致溶液透光性變差，進一步導致光生電子-空穴對減少［30］，多種因素影響導致黃藥降解率降低；而黃藥濃度低時，TiO2＠芽孢桿菌受到抑制作用弱，其對黃藥同化作用強，繁殖的芽孢桿菌也能吸附黃藥［31］，從而導致黃藥的降解率較高。

2.4.6 廢水初始pH值對黃藥降解的影響

圖9為廢水初始pH值對黃藥降解的影響，結果如圖9所示。由圖9可知，隨著黃藥廢水初始pH值增大，黃藥降解率呈現先增大后減小的趨勢，但在不同pH值條件下，光照72 h后，黃藥降解率都在94%以上，說明TiO2＠芽孢桿菌在不同pH值條件下，都能進行正常的生命活動，這與文獻報道相符［32］。低pH值條件下，黃藥降解率也很高，這主要是由黃藥自身性質［29］決定，溶液pH值越低，黃藥越容易分解，同時，TiO2＠芽孢桿菌在低pH值條件下的同化作用也能降解一部分黃藥，所以低pH值條件下黃藥降解率也很高。當廢水初始pH=8時，黃藥降解率達到最大，為96%。在pH=8的溶液環境中，最適宜TiO2＠芽孢桿菌生長［32］，其對黃藥有較強的處理能力，所以在pH=8的條件下，黃藥降解效果最好。

2.4.7 光照強度對黃藥降解的影響

在150 μL/L-TiO2＠芽孢桿菌菌液濃度為90 mL/L、黃藥初始濃度為10 mg/L、廢水初始pH=8的最佳條件下，探究光照強度（用功率表示）對黃藥降解的影響，試驗結果如圖10所示。

由圖10可知：隨著光照強度增大，黃藥降解率呈現先增大后減小的趨勢；當光照強度為250 W時，光照72 h，黃藥降解率最高，為96.3%。光照強度較弱時，TiO2＠芽孢桿菌能產生的光生電子-空穴對較少［33］，導致黃藥降解率較低，而當光照強度過大時，雖然能使其產生更多光生電子-空穴對，同時也促進了光生電子-空穴對快速復合，使得有效光生電子-空穴對減少，從而降低了黃藥降解率。

綜上所述，TiO2＠芽孢桿菌光催化降解黃藥過程中TiO2＠芽孢桿菌菌液濃度、鈦酸丁酯添加量、黃藥初始濃度、廢水初始pH值、光照強度的最佳條件分別為90 mL/L、150 μL/L、10 mg/L、pH=8、250 W。

2.5 TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥的動力學分析

為了更好地研究TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥廢水動力學規律，對其降解過程進行動力學分析。黃藥降解過程中反應動力學可以按照式（2）進行模擬［34］。

當α=1時，對式（2）進行積分，可得：

式中，c0為黃藥初始濃度，mg/L；ct為t時刻剩余黃藥濃度，mg/L；k為反應速率常數，h-1；t為反應時間，h。

將不同菌液濃度、不同鈦酸丁酯量、不同黃藥初始濃度條件下黃藥降解過程進行動力學方程模擬，同時采用最小二乘法線性擬合［35］，求得不同條件下TiO2＠芽孢桿菌光催化降解黃藥廢水動力學方程及表觀速率常數k和半衰期。

2.5.1 TiO2＠芽孢桿菌菌液濃度對黃藥降解動力學的影響

菌液濃度對TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥動力學影響如圖11及表1所示。由圖11和表1可知，TiO2＠芽孢桿菌光降解丁基黃藥不同菌液濃度動力學模型符合偽一級動力學模型［36］，其R2＞0.95，說明擬合的方程可信。由圖11可得：隨著菌液濃度增大，反應速率呈現先增大后減小的趨勢。當菌液濃度由10 mL/L增大到90 mL/L時，一級反應動力學速率由0.006 38 h-1增大到0.02518 h-1，是原來的3.95倍。菌液濃度為90 mL/L條件下，TiO2＠芽孢桿菌對黃藥的吸附能力及溶液透光率最佳且對光生電子-空穴對抑制作用最強［37-38］，所以反應速率最大。

2.5.2 不同用量鈦酸丁酯為基底合成的TiO2＠芽孢桿菌對黃藥降解動力學的影響

不同用量鈦酸丁酯為基底合成的TiO2＠芽孢桿菌對黃藥降解動力學影響如圖12及表2所示。由圖12和表2可知，TiO2＠芽孢桿菌光降解丁基黃藥不同鈦酸丁酯量動力學模型符合偽一級動力學模型［36］，其R2＞0.95，說明擬合的方程可信。由圖12可知：隨著鈦酸丁酯用量增大，一級反應動力學反應速率逐漸降低，150 μL/L-TiO2＠芽孢桿菌對黃藥降解反應速率最大，為0.025 18 h-1。150 μL/L-TiO2＠芽孢桿菌對黃藥降解反應速率是1 200 μL/L-TiO2＠芽孢桿菌的反應速率的30.7倍。在鈦酸丁酯量為150 μL/L條件下，最適宜TiO2芽孢桿菌生長，隨著鈦酸丁酯用量增加，TiO2＠芽孢桿菌生長受到抑制［27］，所以丁基黃藥降解反應速率降低。

2.5.3 黃藥初始濃度對其降解動力學的影響

黃藥初始濃度對TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥動力學影響如圖13及表3所示。由圖13和表3可知，TiO2＠芽孢桿菌光降解丁基黃藥不同黃藥初始濃度動力學模型符合偽一級動力學模型［36］，其R2＞0.95，說明擬合的方程可信。由圖13可得：黃藥濃度為100 mg/L時，反應速率最大。污染物與光催化劑之間是否能發生有效碰撞是決定光催化反應快慢的重要因素，有效碰撞效率越高，光催化反應速率越大［29］。當黃藥濃度較高時，黃藥與TiO2＠芽孢桿菌之間的有效碰撞增大，所以光催化反應速率較高。

綜上所述，TiO2＠芽孢桿菌光降解丁基黃藥不同菌液濃度、鈦酸丁酯用量、黃藥初始濃度的動力學模型均符合偽一級動力學模型。

2.6 TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥機理

為探究TiO2＠芽孢桿菌降解丁基黃藥機理，在降解過程中對其進行紫外全譜掃描，并對光照強度為100 W條件下最終降解的液體離心后取上清液，進行離子色譜試驗。紫外全譜掃描結果如圖14所示。由圖14可以看出，黃藥在降解過程只有196 nm、226 nm、300 nm處出峰，其中226 nm、300 nm處為黃藥特征峰，196 nm為溶劑峰［39］。隨著降解時間的延長，226 nm、300 nm處黃藥特征峰越來越弱，而196 nm處峰越來越強，說明TiO2＠芽孢桿菌降解了黃藥。對降解過程進行全譜掃描，但并未看到二硫化碳（206 nm）、單硫代碳酸鹽（223 nm、301 nm）、雙黃藥（238 nm、283 nm）和黃原酸（270 nm）的特征峰，說明TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥過程中，它們可能作為中間產物出現，但隨即被利用［34］。

為分析黃藥中硫元素的變化，對硫元素存在形式進行分析。黃藥廢水初始濃度為10 mg/L，光降解72 h后，將降解后離心所得上清液進行離子色譜試驗。圖15為硫元素標準曲線，相關系數R2=0.999 6，表明相關性良好。表4為硫元素存在形式測試結果，硫元素以SO42-形式存在，測試樣品中未檢測到等離子，說明黃藥在光降解過程中硫元素并未轉化為這些離子。樣品中也未檢測到，這可能是因為硫元素沒有轉化為過于活潑，在溶液中極易被溶解氧氧化成從測試結果總體來看，黃藥中的硫元素最終轉化為，而SO42-可以通過化學沉淀法去除［41］，有效解決了硫污染問題。通過硫元素守恒計算，黃藥中硫元素轉化為SO42-的理論轉化率為96.3%，實際轉化率為95.9%，試驗結果與理論計算結果相符。

TiO2＠芽孢桿菌在黃藥降解過程中，以黃藥為碳源，合成自身生命活動所需物質的同時降解黃藥，礦化合成TiO2利用可見光也能降解黃藥。結合紫外全譜掃描及離子色譜試驗結果，推測黃藥降解機理如下：

3 結論及展望

（1）以鈦酸丁酯為基底，利用芽孢桿菌合成TiO2＠芽孢桿菌，礦化合成的TiO2為無定型物質。

（2）TiO2＠芽孢桿菌在廢水初始pH為4～9范圍內對黃藥均有較好的降解效果，在菌液濃度90 mL/L、鈦酸丁酯用量150 μL/L、黃藥初始濃度10 mg/L、初始pH=8、光照強度為250 W的最佳試驗條件下光照72 h，黃藥降解率為96.3%；TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥不同菌液濃度、鈦酸丁酯用量、黃藥初始濃度的動力學模型均符合偽一級動力學模型。

（3）TiO2＠芽孢桿菌光降解黃藥過程中各種作用大小為：同化作用＞TiO2光催化作用＞吸附作用；黃藥中S元素在降解過程中轉化為SO42-，黃藥最終主要降解為CO2、H2O、SO42-等小分子物質。

（4）以鈦酸丁酯為基底，利用芽孢桿菌合成TiO2＠芽孢桿菌，為TiO2的合成提供了新的思路，同時拓寬了微生物礦化的應用，解決了黃藥廢水難處理、周期長的問題。

（5）與其它細菌相比，芽孢桿菌具有抗逆性強、耐高溫高壓、能適應不同的pH等特點，以其它物質為基底，利用芽孢桿菌合成新型光催化材料具有廣闊的應用前景。