TiO2＠芽孢杆菌光催化性能研究

李官超 祝 瑄 滕 青 刘生玉 杨志超

（太原理工大学矿业工程学院，山西太原030024）

丁基黄药由于具有良好的捕收性能而常用作铅、锌、铜等金属硫化矿浮选捕收剂［1］。黄药废水是在选矿过程中产生的一种有机废水，因其难降解、刺激性、毒性、污染生态环境等特点，一直是有机废水处理的难题［2］。

目前，国内外处理有机废水的方法主要采用物理、化学、微生物等方法。严群等［3］采用混凝沉淀—活性炭吸附法对会理铅锌选矿废水进行处理，试验结果表明，该方法可有效去除废水COD，处理后的废水回用效果与清水相当，可实现选矿废水的零排放。田静［4］采用次氯酸钠法处理铅锌尾矿库废水，试验结果表明，在尾矿库废水初始COD为70～90 mg/L、pH值为7.0左右，次氯酸钠投加量125 g/t、搅拌强度60 r/min、反应时间40 min条件下，废水的处理效果较好。夏丽娟等［5］从土壤中分离驯化出能降解黄药的杂菌，试验结果表明，杂菌对黄药有较好的降解效果，在降解黄药过程中，共基质对其降解黄药影响大小为：多糖＞二糖＞单糖。

微生物处理有机废水主要有微生物燃料电池技术［6］、微生物矿化技术［7］、微生物絮凝［8］、固定化微生物技术等［9］。与物理、化学及其它微生物法相比，微生物矿化技术处理有机废水具有成本低、处理量大、无二次污染等优点［10］。同时，微生物物种多样性的特点也为各种材料合成提供了丰富的模板资源，因而利用微生物矿化技术处理有机废水备受学者青睐［11］。微生物成矿过程中，由细胞分泌的自组装的有机质对无机物的形成起模板作用，使无机矿物有一定的形状、尺寸、取向和结构［12］。在众多生物矿化研究中，芽孢杆菌由于抗逆性强、耐高温高压、能适应不同的pH等特性，深受学者青睐［13］。郭文文［14］利用赖氨酸芽孢杆菌矿化合成碳酸盐矿物，证实了赖氨酸芽孢杆菌具有诱导矿化碳酸盐矿物形成的能力。和佼［15］利用枯草芽孢杆菌为模板矿化合成TiO2材料，并应用于亚甲基蓝等有机染料废水的处理。试验结果表明，枯草芽孢杆菌矿化合成的TiO2为介孔材料，在太阳光的照射下，其对有机染料废水有一定的降解效果。

钛酸丁酯除含有钛元素外，有机碳含量也较高，不仅作为钛源合成TiO2，同时也可以为芽孢杆菌提供碳源。本研究以钛酸丁酯为基底，利用芽孢杆菌合成TiO2＠芽孢杆菌，并用其处理黄药废水，综合利用TiO2＠芽孢杆菌自身生长繁殖降解黄药的作用、对黄药的吸附作用及TiO2的光催化作用，有效地解决了微生物处理废水时周期长、成本高的问题，同时也为TiO2合成提供新的思路和方法。此外，研究黄药降解机理，也为选矿废水处理及矿山周围生态环境保护提供理论基础。

1 试验材料及试验方法

1.1 试验原料及设备

试验主要原料及设备如下：氯化钠（NaCl，分析纯），硫酸锰（MnSO4，分析纯），钛酸丁酯（C16H36O4Ti，分析纯），芽孢杆菌（北纳创联生物技术有限公司），牛肉膏（北京奥博星生物技术有限责任公司），蛋白胨（北京奥博星生物技术有限责任公司），丁基黄药（C4H9OCSSNa，烟台君邦选矿厂）；紫外分光光度计（型号TU-1901），离子色谱仪（型号ICP-OES:Aglient5110），光反应器（自制），离心机（型号GUOHUA 800）。

1.2 试验方法

1.2.1 TiO2＠芽孢杆菌的合成

用于试验的培养基组成如下：牛肉膏1.2 g/L，蛋白胨4.5 g/L，氯化钠1.5 g/L，硫酸锰0.002 5 g/L，钛酸丁酯添加量分别为0 μL/L、150 μL/L、200 μL/L、300 μL/L、500 μL/L、800 μL/L、1 200 μL/L。将活化后的芽孢杆菌接种至培养基，置于摇床培养箱中培养5 d，温度为30℃，转速150 r/min。由添加量为150 μL/L钛酸丁酯合成的TiO2＠芽孢杆菌记为150 μL/LTiO2＠芽孢杆菌，以此类推。

1.2.2 光降解试验

用丁基黄药配制模拟废水，钠灯为可见光源，在光反应器中考察TiO2＠芽孢杆菌菌液浓度、钛酸丁酯用量、黄药初始浓度、初始pH值、光照强度对黄药废水降解的影响。黄药降解率用下式计算［16］：

式中，R为黄药降解率，%；c0为黄药初始浓度，mg/L；ct为t时刻废水中剩余黄药浓度，mg/L。

试验期间，每隔2 h离心取上清液3～5 mL，利用紫外分光光度计在黄药最大吸收峰处测量废水的吸光度，根据朗伯-比尔定律计算得到黄药在降解过程中浓度的变化趋势，并分析其动力学特性及光降解机理。

1.3 分析方法

采用场发射扫描电子显微镜（FE-SEM，ZEISS MERLIN Compact）观察芽孢杆菌及TiO2＠芽孢杆菌微观形貌，并用EDS扫描分析TiO2＠芽孢杆菌表面元素；采用X射线衍射仪（XRD，Bruker D8）对TiO2＠芽孢杆菌进行晶相分析，探究其合成TiO2晶型；采用红外光谱分析仪（FT-IR，TENSOR）分析样品表面官能团及键合情况。采用紫外分光光度计（TU-1901）探究黄药降解规律；采用离子色谱仪（ICP-OES：Aglient5110）分析黄药降解后硫元素的存在形式。

2 试验结果与分析

2.1 SEM及EDS分析

SEM及EDS分析结果见图1。由图1（a）可知，芽孢杆菌呈棒状，两端为钝头，尺寸为3.0 μm×1.0 μm，细菌表面较为光滑。图1（b）为TiO2＠芽孢杆菌SEM图，由图1（b）可知，TiO2＠芽孢杆菌的形态没有明显变化，在白圈部分可以看到其表面变得粗糙，粗糙的表面有利于黄药的吸附［17］。由于TiO2＠芽孢杆菌在分子水平上矿化合成的TiO2尺寸太小，故在图1（b）及（c）中并未观察到TiO2和检测到Ti元素。

2.2 XRD分析

TiO2＠芽孢杆菌XRD分析结果见图2。由图2可知，在 2θ=25°～35°出现了宽峰，属无定型 TiO2特征峰［18］。XRD分析结果表明，芽孢杆菌成功合成了无定型TiO2。尺寸较大无定型TiO2对可见光利用率较低，但在生物分子水平上合成TiO2尺寸很小，则在一定程度上也表现为有序，故能利用可见光［19］。

2.3 FT-IR分析

FT-IR分析结果见图3。

由图 3 可知，TiO2＠芽孢杆菌在 590 cm-1、698 cm-1、1 328 cm-1、2 121 cm-1处出现新峰，其中 590 cm-1、698 cm-1处的峰对应 Ti—O—Ti基团，说明TiO2＠芽孢杆菌成功合成TiO2，这与XRD分析结果一致；1 328 cm-1、2 121 cm-1处的峰分别对应于C≡O、C—O键的伸缩振动，二者强度明显增大，说明其可能对黄药吸附有影响［20］。同时芽孢杆菌和TiO2＠芽孢杆菌均在 528 cm-1、1 406 cm-1、1 650 cm-1、2 922 cm-1、3 460 cm-1出现相同的峰，其分别对应芽孢杆菌细胞壁上的羟基（—OH）、亚甲基（—CH2）、酰胺基（—CONH-）、羧基（—COO-）、羰基（C==O）等基团，且羧基、氨基、羟基等所对应的特征峰都有一定的增强或移动，说明这些基团也可能对黄药吸附作用有影响［20］。

2.4 TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药的影响因素

2.4.1 丁基黄药的紫外扫描图谱及标准曲线

丁基黄药的紫外扫描曲线及标准曲线如图4所示。

由图4（a）可知，丁基黄药在226 nm和300 nm处有吸收峰，这是丁基黄药特征吸收峰［21］，后续试验利用紫外分光光度计在黄药最大吸收峰300 nm处测量废水的吸光度。由图4（b）可知，相关系数R2=0.993 5，表明标准曲线相关性较好。

2.4.2 芽孢杆菌吸附、同化及TiO2光催化对黄药降解影响

图5为150 μL/L-TiO2＠芽孢杆菌吸附、同化及TiO2光催化对黄药降解的影响。

由图5可知，在黄药去除过程中，TiO2＠芽孢杆菌吸附、同化及TiO2光催化均对黄药有去除作用，其作用大小为：TiO2＠芽孢杆菌光催化作用＞TiO2＠芽孢杆菌同化作用＞芽孢杆菌同化作用＞合成TiO2光催化作用＞TiO2＠芽孢杆菌（灭活）吸附作用＞芽孢杆菌（灭活）吸附作用。TiO2＠芽孢杆菌对黄药同化作用大于芽孢杆菌同化作用，是因为前者有更强的生存能力［22］，故前者对黄药的去除效果更好。由于芽孢杆菌同化黄药并繁殖产生更多的菌种，而合成TiO2量不变，故芽孢杆菌对黄药的同化作用比合成TiO2在光照条件下对黄药去除效果更好。TiO2＠芽孢杆菌（灭活）表面的活性位点数量［23］有限，其能吸附黄药数量一定，而TiO2在光照条件下可以源源不断产生光生电子-空穴对，所以合成TiO2光催化作用优于TiO2＠芽孢杆菌（灭活）对黄药的吸附作用。由于TiO2＠芽孢杆菌（灭活）表面较芽孢杆菌（灭活）表面粗糙，前者能吸附更多的黄药，故前者对黄药的去除效果更好。从图5还可以看出，TiO2＠芽孢杆菌光催化降解黄药并不是简单地将TiO2光催化、芽孢杆菌吸附、同化这3种作用简单加和，而是竞争的结果［24］。由于TiO2＠芽孢杆菌在光照条件对黄药去除效果最好，同时不能完全区分3种作用对黄药去除的影响，故只计算TiO2＠芽孢杆菌吸附、同化及TiO2光催化3种作用对黄药最终去除率占TiO2＠芽孢杆菌在光照条件对黄药最终去除率的比值。通过计算，3者对黄药的去除率占比分别为35.3%、67.8%、40.0%。

2.4.3 TiO2＠芽孢杆菌菌液浓度对黄药降解的影响

TiO2＠芽孢杆菌菌液浓度对黄药降解率影响的试验结果如图6所示。

由图6可知：随着菌液浓度的增加，黄药的降解率呈现先增大后减小的趋势；在菌液浓度为90 mL/L的条件下，光照72 h，黄药降解率达到最大，为80.1%。菌液浓度较低时，菌种数量少，则其处理黄药的能力有限，所以低菌液浓度条件下，黄药的降解率较低；随着菌液浓度增大，菌种数量增多，处理黄药能力增强，所以黄药降解率提高［25］。但是，菌液浓度过高，导致溶液透光性变差［26］，从而降低合成TiO2对可见光的利用率，导致黄药降解率降低。

2.4.4 不同用量钛酸丁酯为基底合成的TiO2＠芽孢杆菌对黄药降解的影响

图7为不同用量钛酸丁酯为基底合成TiO2＠芽孢杆菌对黄药降解率影响。

由图7可知，钛酸丁酯不同用量为基底合成的TiO2＠芽孢杆菌对黄药均有降解作用。钛酸丁酯用量从0 μL/L增加到1 200 μL/L，合成的TiO2＠芽孢杆菌对黄药降解率呈先增大后减小的趋势。钛酸丁酯对芽孢杆菌生命活动有一定抑制作用［27］，钛酸丁酯浓度高，合成的TiO2＠芽孢杆菌数量少，其它试验条件相同时，高浓度钛酸丁酯条件下合成的TiO2＠芽孢杆菌处理黄药能力减弱［28］，从而导致黄药降解率降低。

2.4.5 黄药初始浓度对其降解的影响

图8为黄药初始度对其降解的影响。

由图8可知，随着黄药浓度降低，黄药降解率呈现上升趋势。黄药浓度为10 mg/L时，光照72 h，黄药降解率高达92.6%。黄药浓度较高时，TiO2＠芽孢杆菌生命活动受到抑制作用强［29］，导致其对黄药同化能力减弱，同时，黄药浓度高导致溶液透光性变差，进一步导致光生电子-空穴对减少［30］，多种因素影响导致黄药降解率降低；而黄药浓度低时，TiO2＠芽孢杆菌受到抑制作用弱，其对黄药同化作用强，繁殖的芽孢杆菌也能吸附黄药［31］，从而导致黄药的降解率较高。

2.4.6 废水初始pH值对黄药降解的影响

图9为废水初始pH值对黄药降解的影响，结果如图9所示。由图9可知，随着黄药废水初始pH值增大，黄药降解率呈现先增大后减小的趋势，但在不同pH值条件下，光照72 h后，黄药降解率都在94%以上，说明TiO2＠芽孢杆菌在不同pH值条件下，都能进行正常的生命活动，这与文献报道相符［32］。低pH值条件下，黄药降解率也很高，这主要是由黄药自身性质［29］决定，溶液pH值越低，黄药越容易分解，同时，TiO2＠芽孢杆菌在低pH值条件下的同化作用也能降解一部分黄药，所以低pH值条件下黄药降解率也很高。当废水初始pH=8时，黄药降解率达到最大，为96%。在pH=8的溶液环境中，最适宜TiO2＠芽孢杆菌生长［32］，其对黄药有较强的处理能力，所以在pH=8的条件下，黄药降解效果最好。

2.4.7 光照强度对黄药降解的影响

在150 μL/L-TiO2＠芽孢杆菌菌液浓度为90 mL/L、黄药初始浓度为10 mg/L、废水初始pH=8的最佳条件下，探究光照强度（用功率表示）对黄药降解的影响，试验结果如图10所示。

由图10可知：随着光照强度增大，黄药降解率呈现先增大后减小的趋势；当光照强度为250 W时，光照72 h，黄药降解率最高，为96.3%。光照强度较弱时，TiO2＠芽孢杆菌能产生的光生电子-空穴对较少［33］，导致黄药降解率较低，而当光照强度过大时，虽然能使其产生更多光生电子-空穴对，同时也促进了光生电子-空穴对快速复合，使得有效光生电子-空穴对减少，从而降低了黄药降解率。

综上所述，TiO2＠芽孢杆菌光催化降解黄药过程中TiO2＠芽孢杆菌菌液浓度、钛酸丁酯添加量、黄药初始浓度、废水初始pH值、光照强度的最佳条件分别为90 mL/L、150 μL/L、10 mg/L、pH=8、250 W。

2.5 TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药的动力学分析

为了更好地研究TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药废水动力学规律，对其降解过程进行动力学分析。黄药降解过程中反应动力学可以按照式（2）进行模拟［34］。

当α=1时，对式（2）进行积分，可得：

式中，c0为黄药初始浓度，mg/L；ct为t时刻剩余黄药浓度，mg/L；k为反应速率常数，h-1；t为反应时间，h。

将不同菌液浓度、不同钛酸丁酯量、不同黄药初始浓度条件下黄药降解过程进行动力学方程模拟，同时采用最小二乘法线性拟合［35］，求得不同条件下TiO2＠芽孢杆菌光催化降解黄药废水动力学方程及表观速率常数k和半衰期。

2.5.1 TiO2＠芽孢杆菌菌液浓度对黄药降解动力学的影响

菌液浓度对TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药动力学影响如图11及表1所示。由图11和表1可知，TiO2＠芽孢杆菌光降解丁基黄药不同菌液浓度动力学模型符合伪一级动力学模型［36］，其R2＞0.95，说明拟合的方程可信。由图11可得：随着菌液浓度增大，反应速率呈现先增大后减小的趋势。当菌液浓度由10 mL/L增大到90 mL/L时，一级反应动力学速率由0.006 38 h-1增大到0.02518 h-1，是原来的3.95倍。菌液浓度为90 mL/L条件下，TiO2＠芽孢杆菌对黄药的吸附能力及溶液透光率最佳且对光生电子-空穴对抑制作用最强［37-38］，所以反应速率最大。

2.5.2 不同用量钛酸丁酯为基底合成的TiO2＠芽孢杆菌对黄药降解动力学的影响

不同用量钛酸丁酯为基底合成的TiO2＠芽孢杆菌对黄药降解动力学影响如图12及表2所示。由图12和表2可知，TiO2＠芽孢杆菌光降解丁基黄药不同钛酸丁酯量动力学模型符合伪一级动力学模型［36］，其R2＞0.95，说明拟合的方程可信。由图12可知：随着钛酸丁酯用量增大，一级反应动力学反应速率逐渐降低，150 μL/L-TiO2＠芽孢杆菌对黄药降解反应速率最大，为0.025 18 h-1。150 μL/L-TiO2＠芽孢杆菌对黄药降解反应速率是1 200 μL/L-TiO2＠芽孢杆菌的反应速率的30.7倍。在钛酸丁酯量为150 μL/L条件下，最适宜TiO2芽孢杆菌生长，随着钛酸丁酯用量增加，TiO2＠芽孢杆菌生长受到抑制［27］，所以丁基黄药降解反应速率降低。

2.5.3 黄药初始浓度对其降解动力学的影响

黄药初始浓度对TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药动力学影响如图13及表3所示。由图13和表3可知，TiO2＠芽孢杆菌光降解丁基黄药不同黄药初始浓度动力学模型符合伪一级动力学模型［36］，其R2＞0.95，说明拟合的方程可信。由图13可得：黄药浓度为100 mg/L时，反应速率最大。污染物与光催化剂之间是否能发生有效碰撞是决定光催化反应快慢的重要因素，有效碰撞效率越高，光催化反应速率越大［29］。当黄药浓度较高时，黄药与TiO2＠芽孢杆菌之间的有效碰撞增大，所以光催化反应速率较高。

综上所述，TiO2＠芽孢杆菌光降解丁基黄药不同菌液浓度、钛酸丁酯用量、黄药初始浓度的动力学模型均符合伪一级动力学模型。

2.6 TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药机理

为探究TiO2＠芽孢杆菌降解丁基黄药机理，在降解过程中对其进行紫外全谱扫描，并对光照强度为100 W条件下最终降解的液体离心后取上清液，进行离子色谱试验。紫外全谱扫描结果如图14所示。由图14可以看出，黄药在降解过程只有196 nm、226 nm、300 nm处出峰，其中226 nm、300 nm处为黄药特征峰，196 nm为溶剂峰［39］。随着降解时间的延长，226 nm、300 nm处黄药特征峰越来越弱，而196 nm处峰越来越强，说明TiO2＠芽孢杆菌降解了黄药。对降解过程进行全谱扫描，但并未看到二硫化碳（206 nm）、单硫代碳酸盐（223 nm、301 nm）、双黄药（238 nm、283 nm）和黄原酸（270 nm）的特征峰，说明TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药过程中，它们可能作为中间产物出现，但随即被利用［34］。

为分析黄药中硫元素的变化，对硫元素存在形式进行分析。黄药废水初始浓度为10 mg/L，光降解72 h后，将降解后离心所得上清液进行离子色谱试验。图15为硫元素标准曲线，相关系数R2=0.999 6，表明相关性良好。表4为硫元素存在形式测试结果，硫元素以SO42-形式存在，测试样品中未检测到等离子，说明黄药在光降解过程中硫元素并未转化为这些离子。样品中也未检测到，这可能是因为硫元素没有转化为过于活泼，在溶液中极易被溶解氧氧化成从测试结果总体来看，黄药中的硫元素最终转化为，而SO42-可以通过化学沉淀法去除［41］，有效解决了硫污染问题。通过硫元素守恒计算，黄药中硫元素转化为SO42-的理论转化率为96.3%，实际转化率为95.9%，试验结果与理论计算结果相符。

TiO2＠芽孢杆菌在黄药降解过程中，以黄药为碳源，合成自身生命活动所需物质的同时降解黄药，矿化合成TiO2利用可见光也能降解黄药。结合紫外全谱扫描及离子色谱试验结果，推测黄药降解机理如下：

3 结论及展望

（1）以钛酸丁酯为基底，利用芽孢杆菌合成TiO2＠芽孢杆菌，矿化合成的TiO2为无定型物质。

（2）TiO2＠芽孢杆菌在废水初始pH为4～9范围内对黄药均有较好的降解效果，在菌液浓度90 mL/L、钛酸丁酯用量150 μL/L、黄药初始浓度10 mg/L、初始pH=8、光照强度为250 W的最佳试验条件下光照72 h，黄药降解率为96.3%；TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药不同菌液浓度、钛酸丁酯用量、黄药初始浓度的动力学模型均符合伪一级动力学模型。

（3）TiO2＠芽孢杆菌光降解黄药过程中各种作用大小为：同化作用＞TiO2光催化作用＞吸附作用；黄药中S元素在降解过程中转化为SO42-，黄药最终主要降解为CO2、H2O、SO42-等小分子物质。

（4）以钛酸丁酯为基底，利用芽孢杆菌合成TiO2＠芽孢杆菌，为TiO2的合成提供了新的思路，同时拓宽了微生物矿化的应用，解决了黄药废水难处理、周期长的问题。

（5）与其它细菌相比，芽孢杆菌具有抗逆性强、耐高温高压、能适应不同的pH等特点，以其它物质为基底，利用芽孢杆菌合成新型光催化材料具有广阔的应用前景。