2024年4月13日发(作者：闭如容)
可见光响应的光催化生物降解直接耦合降解四环素
鞠然;郭海欣;周丹丹
【摘 要】考察了典型的抗生素 ——盐酸四环素(TCH)在光催化生物降解直接耦合
体系中的降解行为,重点研究了生物膜在直接耦合体系中的响应行为和关键作用.研
究结果表明,单独的生物降解不能去除TCH;与单独的光催化相比,直接耦合体系对
TCH和溶解性COD(SCOD)的去除率分别提高了3%和17%.直接耦合(VPCB)体系
中生物膜通过利用TCH光催化中间产物存活下来,并且通过Methylibium、
Runella、Comamonas、Pseudomonas等与TCH和芳香烃降解相关菌属的富
集来适应环境胁迫,同时生物膜群落结构的演替会对VPCB中TCH的降解途径产生
明显的影响.%The degradation behavior of the typical antibiotics-
tetracycline(TCH)in the direct-coupling system has been investigated,and
the response behavior and key effect of bio-films in the direct-coupling
system studied results show that TCH cannot be
removed by biological degradation ed with single photoca-
talysis,the removing rates of TCH and soluble COD(SCOD)by the direct-
coupling system are increased by 3% and 17%, biofilm in
VPCB keeps survival by making use of TCH photocatalysis intermediate
products, and adapts environmental stress through the enrichment of
bacteria genus related to the degradation of Methylibium,
Runella,Comamonas,Pseudomonas, addition,the succession of biofilm
community structure can have obvious influence on the degradation route
of TCH in VPCB.
【期刊名称】《工业水处理》
【年(卷),期】2018(038)005
【总页数】6页(P62-67)
【关键词】光催化氧化;生物降解;直接耦合;盐酸四环素
【作 者】鞠然;郭海欣;周丹丹
【作者单位】中化工程集团环保有限公司,北京100007;中化工程集团环保有限公
司,北京100007;吉林省水污染控制与资源化工程实验室,东北师范大学,吉林长春
130117
【正文语种】中 文
【中图分类】X703
抗生素作为一类新兴污染物已成为重要的环境问题之一，盐酸四环素（TCH）是
其中最为典型的抗生素。目前，在地表水、地下水、湖泊底泥甚至饮用水中都有
TCH被检出〔1〕。这些残留的TCH可破坏水体环境的生态平衡、诱导耐药细菌
和耐药基因；并通过食物链进入到人体内，对人体产生危害。然而传统的抗生素类
废水的处理技术中，单独的高级氧化技术存在处理费用高且矿化不完全的问题。单
独的生物法由于抗生素的性质使其具有较大的局限性。目前，普遍采用高级氧化法
预处理工艺与生物降解工艺间接耦合的手段进行抗生素废水处理，但仍存在能耗高
和调控困难的问题〔2〕。
在直接耦合反应体系中，光催化在时间和空间上都是与生物降解同步运行的〔3〕。
在载体外表面发生的光催化氧化将污染物质氧化生成中间产物；其中，易生物降解
的中间产物会进入到载体内部被生物降解，而难生物降解的中间产物会继续被光催
化氧化。直接耦合可以很好地避免间接耦合的不足，还可避免高级氧化法控制不当
造成原始污染物质降解不足或氧化反应过度的问题。可见光的引入显著提高了该技
术的应用范围，但关于可见光下直接耦合降解抗生素类废水的报道较少。
笔者以多孔海绵为载体，以Ag掺杂的TiO2为光催化剂，以活性污泥为生物种源，
解析了TCH在直接耦合作用下的降解途径和降解行为；并结合生物群落结构分析，
解析了生物膜的反馈机制和作用机理。
1 试验材料、试剂和仪器
1.1 主要试验材料、试剂
钛酸异丙酯，天津市光复精细化工研究所；AgNO3，国药集团化学试剂有限公司；
柠檬酸钠，天津市博迪化工有限公司；HNO3、无水乙醇、NH4Cl、
Na2HPO4·12H2O、KH2PO4·2H2O、乙酸，北京化工厂；钛酸异丙酯，天津市
光复精细化工研究所；聚氨酯海绵载体，江苏哈宜戴沃思生物技术有限公司；30
mg/L 98%TCH，Sigma-Aldrich，以上试剂均为分析纯。
1.2 试验仪器
HHJ-6型数显恒温水浴锅，金坛市天竞实验仪器厂；LED面板灯，42 W，荷兰飞
利浦公司；SOBO型曝气泵，中国潍坊松宝环境艺术设计有限公司；Agilent
1100型高效液相色谱仪（HPLC），美国安捷伦科技有限公司；LH-3C型COD
快速测定仪，连华科技；UV-2600PC型紫外分光光度计，上海舜宇恒平科学仪器
有限公司；Quanta 200型扫描电镜，美国FEI公司。
2 试验方法
2.1 可见光响应的Ag/TiO2催化剂的制备及负载
Ag掺杂TiO2的制备采用溶胶凝胶法，钛酸异丙酯和AgNO3分别作为钛的前驱
体和银源。使用柠檬酸钠作为还原剂。首先将500 mL（4 mol/L）的柠檬酸钠溶
液与2 mmol的AgNO3在密闭顶空瓶中混合，并置于数显恒温水浴锅中搅拌，
在持续搅拌（300 r/min）条件下温度逐渐升高至80℃。当混合液由无色变成棕
黑色时，表明Ag+被还原；在密闭、恒温状态下，向顶空瓶中逐滴滴加0.15 mol
HNO3和1 mol钛酸异丙酯的混合液，在滴加过程中保持连续搅拌；滴加完成后，
将水浴锅温度降至50℃并连续搅拌24 h；最后将得到的溶液放置在高压反应釜中，
分别在不同温度下进行水热处理，得到Ag/TiO2溶胶。
把50 mL Ag/TiO2溶胶超声分散10 min后，加入150 mL无水乙醇，把稀释后
溶胶充分混合均匀后加入4 g海绵载体；再继续超声分散10 min后，将该溶胶放
置在80℃恒温烘箱中烘干。每隔30 min搅拌一次直至该溶胶全部烘干，即可将
催化剂均匀地负载在海绵载体表面上。
实验用的聚氨酯海绵载体为边长2～3 mm的立方体，孔径大小为0.1～0.3 mm，
孔隙率为87%的多孔蜂窝状结构，湿密度为0.89 g/cm3，负载催化剂及挂膜后能
在反应器中均匀地流化起来。
2.2 生物膜培养及挂膜
接种用的活性污泥来自某污水处理厂A2/O工艺的好氧区，采取浸泡吸附的方式
将生物膜接种在负载催化剂的海绵载体表面。接种后海绵载体内部的孔道和外表面
上均有一定数量的微生物，再把该海绵载体放入完全混合式连续流反应器
（Continuous AirliftFluidizedBed，CAFB）〔4〕中培养。CAFB 采用连续流进
水（流量为35 mL/min），曝气量为800 mL/min，温度控制在室温。培养基用
自来水配制，其中包含碳源、氮源、磷源、无机盐以及生物生长所需的微量元素，
培养基中 m（COD）∶m（N）∶m（P）=100∶5∶1，进水 COD 约130 mg/L，
每天监测进出水中的溶解氧、COD等指标，并观察海绵载体中生物膜生长和分布
的情况，5～6 d时间生物膜会稳定地分布于海绵载体上。
2.3 光催化生物降解直接耦合（VPCB）反应器
实验装置示意见图1。
图1 VPCB反应器结构示意
在装置底部设有曝气盘向反应器内充氧，同时使海绵载体在反应器内均匀流化。该
装置材质为有机玻璃，由内外两个空心圆柱环状体构成。内部的环状柱体嵌套在外
部的环状柱体与底部的曝气盘中间环状区域内。该装置有效容积540 mL，曝气泵
以10.6 mm/s的流速将空气充入反应器中。可见光光源由LED面板灯提供，光谱
范围为400～800 nm。
2.4 试验方法
四环素模拟废水由TCH和无机营养盐组成。无机营养盐中Na2HPO4·12H2O
（8mg/L）和KH2PO4·2H2O（4 mg/L）作为磷源，NH4Cl（29 mg/L）作为氮
源。
为了研究TCH在VPCB体系中的降解行为，对TCH溶液在可见光下的光解作用、
海绵载体对TCH的吸附作用、海绵载体上的生物膜对TCH的生物降解作用及Ag
掺杂TiO2催化剂对TCH的光催化氧化作用作为背景试验进行了研究。另外，为
了验证VPCB长期运行的稳定性，背景试验也连续运行了6个周期，且每个周期
结束后用蠕动泵将反应器内的溶液抽出，立即加入模拟TCH废水。VPCB和背景
试验的运行反应条件见表1。
表1 不同运行反应条件反应条件试验名称 载体类型 载体数量/个 曝气量/
（mL·min-1） 光源光解 — — 800 可见光吸附 海绵载体+催化剂 1 500 800 避
光光催化氧化 海绵载体+催化剂+生物膜 1 500 800 避光生物降解 海绵载体+催
化剂+生物膜 1 500 800 可见光VPCB 海绵载体+催化剂 1 500 800 可见光
2.5 试验测试方法
溶液中TCH的浓度采用高效液相色谱法测定。将待测TCH溶液（2 mL）用0.45
μm微孔滤膜过滤后用HPLC测定。HPLC的运行参数如下：色谱柱为Venusil
HILIC（5 μm，4.6×250 mm），流动相为体积分数 10%的乙酸溶液（0.02
mol），进样量为 20 μL，流速为1 mL/min，紫外检测器波长设为357 nm，柱
温为室温。溶液中溶解性COD（SCOD）的浓度采用COD快速测定仪进行测定。
同时为辅助分析TCH在VCPB中的降解行为，使用紫外分光光度计对反应过程中
的溶液以全扫描模式（200～500nm）做了分析。
载体表面、内部催化剂和生物膜形态及其分布情况使用扫描电镜（SEM）来观察。
海绵载体上生物膜的预处理参照刘孟媛〔4〕的方法进行，经预处理的载体再做喷
金镀膜处理后，使用扫描电镜在10 kV工作电压下进行观察。
反应前后微生物的生物群落结构变化用高通量宏基因组分类测序技术检测。在反应
器中取出海绵载体后再用磷酸清洗液（PBS）清洗，然后委托生工生物工程（上海）
股份有限公司测定。先用DNA提取试剂盒（ DNA Kit，Omega）对
生物膜基因组进行提取；再以 R518（ATTACCGCGGCTGCTGG）和F357
（CCTACGGGAGGCAGCAG）作为引物针对 16s RNA细菌的V3～V4区进行
PCR扩增；最后通过Miseq测序平台（Illumina，USA）得到原始DNA序列。
3 结果与讨论
3.1 可见光响应直接耦合处理TCH降解行为分析
TCH在不同的反应器中的降解曲线见图2。
由图2可知，在单独可见光照射下，TCH并不能得到去除，说明TCH在可见光下
不存在光解作用。海绵载体对TCH的吸附率保持在30%左右，单独的生物降解试
验中TCH的降解效率曲线和吸附作用具有相同的趋势。相比较而言，光催化和
VPCB对TCH的降解效率大大提高了。光催化对TCH的去除率在90%左右，说
明Ag/TiO2催化剂具有很好的光催化效率，同时负载在海绵上的Ag/TiO2催化
剂是很稳定的。耦合生物降解之后，VPCB对TCH的降解效率提高到了93%左右。
同时，可以看出在反应的前2 h，VPCB对TCH的去除效率要快于光催化。存活
于载体内部的生物膜对TCH光催化中间产物的利用是造成VPCB中TCH降解速
率提高的一个重要原因，对溶液中COD的测定能进一步验证笔者的猜想。
图2 不同反应器对TCH的降解情况
生物降解、光催化和VPCB反应中溶液SCOD随时间的变化情况见图3。
图3 不同反应器对SCOD的降解情况
由图3可知，生物降解中SCOD的去除率为30%左右，与TCH的去除率相近，
进一步说明生物降解中不存在TCH的生物降解作用。光催化中SCOD从34.6
mg/L降解到18.2 mg/L，SCOD去除率仅为47%，要远低于光催化对TCH的去
除率。等〔5〕也报道了在光催化过程中虽然取得了很高的TCH降解效率，
但TCH的矿化效果并不好。这与TCH稳定的骈四苯母核结构有关。而当有生物
存在的情况下，VPCB中SCOD从34.6 mg/L降解到了12.5 mg/L，矿化效果比
单独光催化提高了17%。在VPCB中，由于TCH不能被生物直接降解，所以
TCH的降解主要取决于光催化产生活性物种的氧化反应，且这些活性物种的氧化
作用对底物无选择性。而海绵载体内部的生物膜对中间产物的利用可降低中间产物
对活性物种的竞争，使得有更多的活性物种参与到TCH的降解过程，因此VPCB
对TCH的降解速率要快于光催化。
3.2 TCH降解中间产物初步分析
生物的存在不仅对TCH的降解和矿化起到关键作用，同时也会对TCH的降解途
径产生一定的作用。不同反应体系中TCH溶液的紫外全扫描图谱随时间的变化情
况见图4。
图4 TCH溶液降解过程中紫外全扫描图谱随时间的变化
由图4（a）可知，吸附过程中，TCH有两个特征吸收峰，275 nm处的是由芳香
环A与其所连接的羟基和酰胺基引起的，357 nm处的是由芳香环B～D与其所连
接的发色基团所引起的〔6〕。
由图4（b）可知，在曝气和避光条件下，生物降解中不存在TCH生物降解作用，
只存在吸附作用。TCH的两个特征吸附波长（275 nm和357 nm）并未发生任何
变化，说明TCH的结构未发生改变。生物降解中不同时刻的紫外全扫描图与吸附
具有相同的变化趋势，说明生物降解中的生物膜并未利用TCH进行代谢反应。
等〔7〕在研究多种抗生素在活性污泥系统中的去除机理时发现，TCH浓
度降低的主要原因是生物吸附作用。
由图 4（c）、图 4（d）可知，在光催化和 VPCB 中，TCH在357 nm特征吸收
波长处吸光度值下降的速度比275 nm处的吸光度值快，这表明TCH结构中芳香
环B～D比芳香环A结构更容易被氧化。同时在光催化和VPCB中，275 nm特
征吸收波长出现蓝移现象。等〔8〕在用纳米二氧化钛降解TCH的过程中也
发现了相同的蓝移现象。
值得关注的是，VPCB中275 nm处的吸光值并不像光催化中那样一直降低，随着
反应的进行有一个波动的过程，并且VPCB中275 nm特征吸收波长蓝移的程度
要明显大于光催化中的蓝移程度。这表明VPCB中生成了与光催化中不一样的中
间产物。VPCB中TCH溶液在275 nm处吸光度上升可能与四环素骈四苯的裂解
有关，四环素骈四苯结构破坏后形成新的芳香烃结构，根据斯科特（Scott）和伍
德沃德（Woodward）规则，这些芳香烃的特征吸收波长在250 nm左右，会导
致TCH溶液在275 nm处吸光度值的波动和特征吸收波长的蓝移。
3.3 VPCB中载体内生物膜的分布情况
VPCB中生物膜的存在不仅会提高TCH的降解和矿化效果，还会改变TCH的降解
途径。同时，光催化作用产生的中间产物可以为海绵载体内部的生物膜提供能源和
碳源。用扫描电镜考察生物降解和VPCB中海绵载体上生物膜分布情况，结果表
明，在对海绵载体进行挂膜后，海绵载体的内部和外部都覆盖了较厚的生物膜。经
过生物降解和VPCB反应后，这些海绵载体上的生物膜分布具有明显的区别。生
物降解中海绵载体上的生物膜脱落现象比较严重，海绵载体的内部和外部基本上都
没有了生物膜覆盖。TCH能抑制生物膜蛋白质的合成〔9〕，且在生物降解中的生
物膜不能直接利用TCH作为碳源进行生长代谢，使得生物降解中的生物膜大量死
亡，又在水流剪切力作用下脱落。
而在VPCB中载体外表面的生物膜基本上都脱落了，大面积的Ag/TiO2暴露出来，
在光照条件下外表面发生光催化氧化可将TCH降解，不仅可降低TCH对生物膜
的毒害影响，还可为海绵载体内部提供生物膜的生长基质。同时由于海绵载体的多
孔结构，可见光不能进入到海绵载体内部，而海绵载体外表面产生的活性物种由于
半衰期短（数量级约为10-10s）也不能进入到海绵载体内部。所以海绵载体内部
的生物膜被保护了下来，并通过对TCH光催化中间产物的利用维持了代谢活性。
通过这种空间内外的耦合，实现真正意义上的直接耦合：使海绵载体外部发生大分
子的光催化氧化反应、内部发生小分子物质的降解矿化作用。这一结果与文献
〔10〕中所述是一致的。
3.4 群落结构演替
载体内部的生物膜也能通过自身群落结构的演替来适应TCH环境。VPCB中生物
膜中群落结构随时间变化的属分布（6个周期）见图5。
图5 属水平下VPCB中生物菌群分布
由图5可知，在挂膜未进行反应前，生物群落结构中优势菌属主要由 Acidororax
（7.79%）、Massilia（21.58%）、Flavobacterium（19.54%）和
Acinetobacter（25.20%）组成，均是污水处理过程中常见的菌属。此外，VPCB
中出现了Runella和Methylibium两个新的菌属，并且随着反应的进行相对丰度
也在逐渐提高。等〔11〕研究了3种四环素在养猪废水中生物降解过
程时，发现Runella菌属上已经发现带有TCH的抗性基因，而Methylibium菌
属可在含有TCH的废水中存活下来。同时随着反应的进行，Pseudomonas和
Comamonas的相对丰度也在逐渐提高。文献〔12〕报道这两种菌属有降解芳香
化合物及其衍生物的能力。生物群落结构的演替与环境刺激有关，溶液中存在的
TCH刺激了两种新种属的产生，同时TCH降解过程中产生的芳香族化合物也导致
Pseudomonas和Comamonas富集，这也与紫外全扫描图谱的结果相符。生物
自身群落结构演替是适应TCH环境的一种表现，对生物膜的存活并发挥其在
VPCB体系中的生物降解作用具有重大意义。
4 结论
（1）通过SEM表征发现，在VPCB中形成了理想的直接耦合载体：催化剂分布
于载体外表面产生光催化氧化作用，而生物膜分布于载体的内部可以对光催化产生
的中间产物产生生物降解作用。
（2）光催化对 TCH的降解率达 90%左右，但SCOD的去除率仅为47%。耦合
生物降解后，VPCB对TCH的降解率提高到了93%，而矿化效率比光催化提高了
17%。
（3）载体内部的生物膜没有受到外表面光催化和溶液中TCH的影响，并且能通
过Methylibium、Runella、Comamonas和 Pseudomonas等芳香烃降解菌的
富集来适应环境胁迫。
（4）在直接耦合体系中，光催化与生物降解存在协同作用。一方面光催化对TCH
的氧化作用可降低TCH对生物膜的毒害影响，同时产生的中间产物可为生物膜提
供能源和碳源，而海绵载体内部的生物膜对TCH光催化反应中间产物的利用可以
提高TCH的降解效率和矿化效率。
参考文献
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2024年4月13日发(作者：闭如容)
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【摘 要】考察了典型的抗生素 ——盐酸四环素(TCH)在光催化生物降解直接耦合
体系中的降解行为,重点研究了生物膜在直接耦合体系中的响应行为和关键作用.研
究结果表明,单独的生物降解不能去除TCH;与单独的光催化相比,直接耦合体系对
TCH和溶解性COD(SCOD)的去除率分别提高了3%和17%.直接耦合(VPCB)体系
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Runella、Comamonas、Pseudomonas等与TCH和芳香烃降解相关菌属的富
集来适应环境胁迫,同时生物膜群落结构的演替会对VPCB中TCH的降解途径产生
明显的影响.%The degradation behavior of the typical antibiotics-
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bacteria genus related to the degradation of Methylibium,
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【作 者】鞠然;郭海欣;周丹丹
【作者单位】中化工程集团环保有限公司,北京100007;中化工程集团环保有限公
司,北京100007;吉林省水污染控制与资源化工程实验室,东北师范大学,吉林长春
130117
【正文语种】中 文
【中图分类】X703
抗生素作为一类新兴污染物已成为重要的环境问题之一，盐酸四环素（TCH）是
其中最为典型的抗生素。目前，在地表水、地下水、湖泊底泥甚至饮用水中都有
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独的生物法由于抗生素的性质使其具有较大的局限性。目前，普遍采用高级氧化法
预处理工艺与生物降解工艺间接耦合的手段进行抗生素废水处理，但仍存在能耗高
和调控困难的问题〔2〕。
在直接耦合反应体系中，光催化在时间和空间上都是与生物降解同步运行的〔3〕。
在载体外表面发生的光催化氧化将污染物质氧化生成中间产物；其中，易生物降解
的中间产物会进入到载体内部被生物降解，而难生物降解的中间产物会继续被光催
化氧化。直接耦合可以很好地避免间接耦合的不足，还可避免高级氧化法控制不当
造成原始污染物质降解不足或氧化反应过度的问题。可见光的引入显著提高了该技
术的应用范围，但关于可见光下直接耦合降解抗生素类废水的报道较少。
笔者以多孔海绵为载体，以Ag掺杂的TiO2为光催化剂，以活性污泥为生物种源，
解析了TCH在直接耦合作用下的降解途径和降解行为；并结合生物群落结构分析，
解析了生物膜的反馈机制和作用机理。
1 试验材料、试剂和仪器
1.1 主要试验材料、试剂
钛酸异丙酯，天津市光复精细化工研究所；AgNO3，国药集团化学试剂有限公司；
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快速测定仪，连华科技；UV-2600PC型紫外分光光度计，上海舜宇恒平科学仪器
有限公司；Quanta 200型扫描电镜，美国FEI公司。
2 试验方法
2.1 可见光响应的Ag/TiO2催化剂的制备及负载
Ag掺杂TiO2的制备采用溶胶凝胶法，钛酸异丙酯和AgNO3分别作为钛的前驱
体和银源。使用柠檬酸钠作为还原剂。首先将500 mL（4 mol/L）的柠檬酸钠溶
液与2 mmol的AgNO3在密闭顶空瓶中混合，并置于数显恒温水浴锅中搅拌，
在持续搅拌（300 r/min）条件下温度逐渐升高至80℃。当混合液由无色变成棕
黑色时，表明Ag+被还原；在密闭、恒温状态下，向顶空瓶中逐滴滴加0.15 mol
HNO3和1 mol钛酸异丙酯的混合液，在滴加过程中保持连续搅拌；滴加完成后，
将水浴锅温度降至50℃并连续搅拌24 h；最后将得到的溶液放置在高压反应釜中，
分别在不同温度下进行水热处理，得到Ag/TiO2溶胶。
把50 mL Ag/TiO2溶胶超声分散10 min后，加入150 mL无水乙醇，把稀释后
溶胶充分混合均匀后加入4 g海绵载体；再继续超声分散10 min后，将该溶胶放
置在80℃恒温烘箱中烘干。每隔30 min搅拌一次直至该溶胶全部烘干，即可将
催化剂均匀地负载在海绵载体表面上。
实验用的聚氨酯海绵载体为边长2～3 mm的立方体，孔径大小为0.1～0.3 mm，
孔隙率为87%的多孔蜂窝状结构，湿密度为0.89 g/cm3，负载催化剂及挂膜后能
在反应器中均匀地流化起来。
2.2 生物膜培养及挂膜
接种用的活性污泥来自某污水处理厂A2/O工艺的好氧区，采取浸泡吸附的方式
将生物膜接种在负载催化剂的海绵载体表面。接种后海绵载体内部的孔道和外表面
上均有一定数量的微生物，再把该海绵载体放入完全混合式连续流反应器
（Continuous AirliftFluidizedBed，CAFB）〔4〕中培养。CAFB 采用连续流进
水（流量为35 mL/min），曝气量为800 mL/min，温度控制在室温。培养基用
自来水配制，其中包含碳源、氮源、磷源、无机盐以及生物生长所需的微量元素，
培养基中 m（COD）∶m（N）∶m（P）=100∶5∶1，进水 COD 约130 mg/L，
每天监测进出水中的溶解氧、COD等指标，并观察海绵载体中生物膜生长和分布
的情况，5～6 d时间生物膜会稳定地分布于海绵载体上。
2.3 光催化生物降解直接耦合（VPCB）反应器
实验装置示意见图1。
图1 VPCB反应器结构示意
在装置底部设有曝气盘向反应器内充氧，同时使海绵载体在反应器内均匀流化。该
装置材质为有机玻璃，由内外两个空心圆柱环状体构成。内部的环状柱体嵌套在外
部的环状柱体与底部的曝气盘中间环状区域内。该装置有效容积540 mL，曝气泵
以10.6 mm/s的流速将空气充入反应器中。可见光光源由LED面板灯提供，光谱
范围为400～800 nm。
2.4 试验方法
四环素模拟废水由TCH和无机营养盐组成。无机营养盐中Na2HPO4·12H2O
（8mg/L）和KH2PO4·2H2O（4 mg/L）作为磷源，NH4Cl（29 mg/L）作为氮
源。
为了研究TCH在VPCB体系中的降解行为，对TCH溶液在可见光下的光解作用、
海绵载体对TCH的吸附作用、海绵载体上的生物膜对TCH的生物降解作用及Ag
掺杂TiO2催化剂对TCH的光催化氧化作用作为背景试验进行了研究。另外，为
了验证VPCB长期运行的稳定性，背景试验也连续运行了6个周期，且每个周期
结束后用蠕动泵将反应器内的溶液抽出，立即加入模拟TCH废水。VPCB和背景
试验的运行反应条件见表1。
表1 不同运行反应条件反应条件试验名称 载体类型 载体数量/个 曝气量/
（mL·min-1） 光源光解 — — 800 可见光吸附 海绵载体+催化剂 1 500 800 避
光光催化氧化 海绵载体+催化剂+生物膜 1 500 800 避光生物降解 海绵载体+催
化剂+生物膜 1 500 800 可见光VPCB 海绵载体+催化剂 1 500 800 可见光
2.5 试验测试方法
溶液中TCH的浓度采用高效液相色谱法测定。将待测TCH溶液（2 mL）用0.45
μm微孔滤膜过滤后用HPLC测定。HPLC的运行参数如下：色谱柱为Venusil
HILIC（5 μm，4.6×250 mm），流动相为体积分数 10%的乙酸溶液（0.02
mol），进样量为 20 μL，流速为1 mL/min，紫外检测器波长设为357 nm，柱
温为室温。溶液中溶解性COD（SCOD）的浓度采用COD快速测定仪进行测定。
同时为辅助分析TCH在VCPB中的降解行为，使用紫外分光光度计对反应过程中
的溶液以全扫描模式（200～500nm）做了分析。
载体表面、内部催化剂和生物膜形态及其分布情况使用扫描电镜（SEM）来观察。
海绵载体上生物膜的预处理参照刘孟媛〔4〕的方法进行，经预处理的载体再做喷
金镀膜处理后，使用扫描电镜在10 kV工作电压下进行观察。
反应前后微生物的生物群落结构变化用高通量宏基因组分类测序技术检测。在反应
器中取出海绵载体后再用磷酸清洗液（PBS）清洗，然后委托生工生物工程（上海）
股份有限公司测定。先用DNA提取试剂盒（ DNA Kit，Omega）对
生物膜基因组进行提取；再以 R518（ATTACCGCGGCTGCTGG）和F357
（CCTACGGGAGGCAGCAG）作为引物针对 16s RNA细菌的V3～V4区进行
PCR扩增；最后通过Miseq测序平台（Illumina，USA）得到原始DNA序列。
3 结果与讨论
3.1 可见光响应直接耦合处理TCH降解行为分析
TCH在不同的反应器中的降解曲线见图2。
由图2可知，在单独可见光照射下，TCH并不能得到去除，说明TCH在可见光下
不存在光解作用。海绵载体对TCH的吸附率保持在30%左右，单独的生物降解试
验中TCH的降解效率曲线和吸附作用具有相同的趋势。相比较而言，光催化和
VPCB对TCH的降解效率大大提高了。光催化对TCH的去除率在90%左右，说
明Ag/TiO2催化剂具有很好的光催化效率，同时负载在海绵上的Ag/TiO2催化
剂是很稳定的。耦合生物降解之后，VPCB对TCH的降解效率提高到了93%左右。
同时，可以看出在反应的前2 h，VPCB对TCH的去除效率要快于光催化。存活
于载体内部的生物膜对TCH光催化中间产物的利用是造成VPCB中TCH降解速
率提高的一个重要原因，对溶液中COD的测定能进一步验证笔者的猜想。
图2 不同反应器对TCH的降解情况
生物降解、光催化和VPCB反应中溶液SCOD随时间的变化情况见图3。
图3 不同反应器对SCOD的降解情况
由图3可知，生物降解中SCOD的去除率为30%左右，与TCH的去除率相近，
进一步说明生物降解中不存在TCH的生物降解作用。光催化中SCOD从34.6
mg/L降解到18.2 mg/L，SCOD去除率仅为47%，要远低于光催化对TCH的去
除率。等〔5〕也报道了在光催化过程中虽然取得了很高的TCH降解效率，
但TCH的矿化效果并不好。这与TCH稳定的骈四苯母核结构有关。而当有生物
存在的情况下，VPCB中SCOD从34.6 mg/L降解到了12.5 mg/L，矿化效果比
单独光催化提高了17%。在VPCB中，由于TCH不能被生物直接降解，所以
TCH的降解主要取决于光催化产生活性物种的氧化反应，且这些活性物种的氧化
作用对底物无选择性。而海绵载体内部的生物膜对中间产物的利用可降低中间产物
对活性物种的竞争，使得有更多的活性物种参与到TCH的降解过程，因此VPCB
对TCH的降解速率要快于光催化。
3.2 TCH降解中间产物初步分析
生物的存在不仅对TCH的降解和矿化起到关键作用，同时也会对TCH的降解途
径产生一定的作用。不同反应体系中TCH溶液的紫外全扫描图谱随时间的变化情
况见图4。
图4 TCH溶液降解过程中紫外全扫描图谱随时间的变化
由图4（a）可知，吸附过程中，TCH有两个特征吸收峰，275 nm处的是由芳香
环A与其所连接的羟基和酰胺基引起的，357 nm处的是由芳香环B～D与其所连
接的发色基团所引起的〔6〕。
由图4（b）可知，在曝气和避光条件下，生物降解中不存在TCH生物降解作用，
只存在吸附作用。TCH的两个特征吸附波长（275 nm和357 nm）并未发生任何
变化，说明TCH的结构未发生改变。生物降解中不同时刻的紫外全扫描图与吸附
具有相同的变化趋势，说明生物降解中的生物膜并未利用TCH进行代谢反应。
等〔7〕在研究多种抗生素在活性污泥系统中的去除机理时发现，TCH浓
度降低的主要原因是生物吸附作用。
由图 4（c）、图 4（d）可知，在光催化和 VPCB 中，TCH在357 nm特征吸收
波长处吸光度值下降的速度比275 nm处的吸光度值快，这表明TCH结构中芳香
环B～D比芳香环A结构更容易被氧化。同时在光催化和VPCB中，275 nm特
征吸收波长出现蓝移现象。等〔8〕在用纳米二氧化钛降解TCH的过程中也
发现了相同的蓝移现象。
值得关注的是，VPCB中275 nm处的吸光值并不像光催化中那样一直降低，随着
反应的进行有一个波动的过程，并且VPCB中275 nm特征吸收波长蓝移的程度
要明显大于光催化中的蓝移程度。这表明VPCB中生成了与光催化中不一样的中
间产物。VPCB中TCH溶液在275 nm处吸光度上升可能与四环素骈四苯的裂解
有关，四环素骈四苯结构破坏后形成新的芳香烃结构，根据斯科特（Scott）和伍
德沃德（Woodward）规则，这些芳香烃的特征吸收波长在250 nm左右，会导
致TCH溶液在275 nm处吸光度值的波动和特征吸收波长的蓝移。
3.3 VPCB中载体内生物膜的分布情况
VPCB中生物膜的存在不仅会提高TCH的降解和矿化效果，还会改变TCH的降解
途径。同时，光催化作用产生的中间产物可以为海绵载体内部的生物膜提供能源和
碳源。用扫描电镜考察生物降解和VPCB中海绵载体上生物膜分布情况，结果表
明，在对海绵载体进行挂膜后，海绵载体的内部和外部都覆盖了较厚的生物膜。经
过生物降解和VPCB反应后，这些海绵载体上的生物膜分布具有明显的区别。生
物降解中海绵载体上的生物膜脱落现象比较严重，海绵载体的内部和外部基本上都
没有了生物膜覆盖。TCH能抑制生物膜蛋白质的合成〔9〕，且在生物降解中的生
物膜不能直接利用TCH作为碳源进行生长代谢，使得生物降解中的生物膜大量死
亡，又在水流剪切力作用下脱落。
而在VPCB中载体外表面的生物膜基本上都脱落了，大面积的Ag/TiO2暴露出来，
在光照条件下外表面发生光催化氧化可将TCH降解，不仅可降低TCH对生物膜
的毒害影响，还可为海绵载体内部提供生物膜的生长基质。同时由于海绵载体的多
孔结构，可见光不能进入到海绵载体内部，而海绵载体外表面产生的活性物种由于
半衰期短（数量级约为10-10s）也不能进入到海绵载体内部。所以海绵载体内部
的生物膜被保护了下来，并通过对TCH光催化中间产物的利用维持了代谢活性。
通过这种空间内外的耦合，实现真正意义上的直接耦合：使海绵载体外部发生大分
子的光催化氧化反应、内部发生小分子物质的降解矿化作用。这一结果与文献
〔10〕中所述是一致的。
3.4 群落结构演替
载体内部的生物膜也能通过自身群落结构的演替来适应TCH环境。VPCB中生物
膜中群落结构随时间变化的属分布（6个周期）见图5。
图5 属水平下VPCB中生物菌群分布
由图5可知，在挂膜未进行反应前，生物群落结构中优势菌属主要由 Acidororax
（7.79%）、Massilia（21.58%）、Flavobacterium（19.54%）和
Acinetobacter（25.20%）组成，均是污水处理过程中常见的菌属。此外，VPCB
中出现了Runella和Methylibium两个新的菌属，并且随着反应的进行相对丰度
也在逐渐提高。等〔11〕研究了3种四环素在养猪废水中生物降解过
程时，发现Runella菌属上已经发现带有TCH的抗性基因，而Methylibium菌
属可在含有TCH的废水中存活下来。同时随着反应的进行，Pseudomonas和
Comamonas的相对丰度也在逐渐提高。文献〔12〕报道这两种菌属有降解芳香
化合物及其衍生物的能力。生物群落结构的演替与环境刺激有关，溶液中存在的
TCH刺激了两种新种属的产生，同时TCH降解过程中产生的芳香族化合物也导致
Pseudomonas和Comamonas富集，这也与紫外全扫描图谱的结果相符。生物
自身群落结构演替是适应TCH环境的一种表现，对生物膜的存活并发挥其在
VPCB体系中的生物降解作用具有重大意义。
4 结论
（1）通过SEM表征发现，在VPCB中形成了理想的直接耦合载体：催化剂分布
于载体外表面产生光催化氧化作用，而生物膜分布于载体的内部可以对光催化产生
的中间产物产生生物降解作用。
（2）光催化对 TCH的降解率达 90%左右，但SCOD的去除率仅为47%。耦合
生物降解后，VPCB对TCH的降解率提高到了93%，而矿化效率比光催化提高了
17%。
（3）载体内部的生物膜没有受到外表面光催化和溶液中TCH的影响，并且能通
过Methylibium、Runella、Comamonas和 Pseudomonas等芳香烃降解菌的
富集来适应环境胁迫。
（4）在直接耦合体系中，光催化与生物降解存在协同作用。一方面光催化对TCH
的氧化作用可降低TCH对生物膜的毒害影响，同时产生的中间产物可为生物膜提
供能源和碳源，而海绵载体内部的生物膜对TCH光催化反应中间产物的利用可以
提高TCH的降解效率和矿化效率。
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