微生物固定化酒糟多孔炭对亚甲基蓝的吸附和降解
《精细化工》
2024年 41卷
第10期
中图分类号：TQ424；X172；X791
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摘要
为提高废弃酒糟资源化利用附加值，实现对印染废水中亚甲基蓝（MB）的高效吸附降解，采用Massibacillus菌株和酒糟多孔炭材料（DGPC）制备了微生物固定化酒糟多孔炭材料（M-DGPC）。利用FTIR、SEM 和EDS对M-DGPC 的结构、形貌和元素组成进行了表征。通过批量实验考察了pH 和盐度对M-DGPC 吸附MB 性能的影响，比较了在短期实验和长期循环利用中M-DGPC 对MB 的吸附和降解的性能。结果表明，在pH=6 和盐度为1%的环境下，M-DGPC 对水中MB 的48 h 去除率分别达到97.0%和98.6%；M-DGPC 在6 次循环利用后对MB 的去除率约为99%，经过8 次循环利用后，对MB 的去除率约为93%，且MB 降解率约为50%。
关键词: 微生物固定化 多孔炭材料 吸附和降解 染料废水 废弃物资源化 水处理技术
在过去几十年，染料废水的环境污染问题一直备受关注 。亚甲基蓝（MB）属于碱性噻嗪染料，被广泛用于造纸、棉纺、羊毛加工、纺织、皮革制造等行业，还作为分析化学中的氧化还原指示剂等 。人们如果长时间接触MB，会诱发高血压、胸痛、发烧、组织坏死、胃肠紊乱和贫血等病症 ，严重的可能会造成中枢神经中毒 。
目前，用于含MB 染料废水的物理化学处理方法有很多，例如：纳滤膜法 、反渗透法 、混凝法 、离子交换法 、吸附法 [10-11] 、氧化法 、电化学法 和光化学法 等。这些方法虽然具有很好的处理效果，但操作复杂、耗能高、运营成本高，还可能会产生严重的二次污染 [15-17] 。已有文献报道一些微生物，如细菌 [18-21] 、真菌 和藻类 等，可以降解废水中染料。然而，生物降解率往往受到细胞生长、细胞分离、底物抑制和对环境因素的敏感性限制 [24-26] 。
微生物固定化技术可对游离的微生物有一定的支撑和保护作用 ，同时还可提供适当的孔隙结构、营养源等，从而提高微生物的吸附性能和对环境变化的抵抗力，使其具有较高的机械性能和生物密度，以及易于再生利用等优点 [28-30] 。碳基材料不仅能提高微生物固定化材料中菌体的环境适应能力和代谢能力，还能增加其与污染物的接触机会，增强其降解污染物的效率 [31-32] 。酒糟（DG）作为酿酒行业的废弃产物，主要成分为纤维素，具有纤维强度高、韧性小、比重小的特点，其表面含有丰富的羟基（—OH）等基团，经过处理后的DG 可转化为碳基材料，用作固定化载体材料 [33-36] 。
本文拟以DG 为原材料制备酒糟多孔炭材料（DGPC），利用吸附法将可降解MB 的微生物菌株 Massibacillus 固定在DGPC 上来制备具有吸附和降解双功能的微生物固定化酒糟多孔炭材料（M-DGPC），考察不同条件对M-DGPC 吸附、降解MB 性能的影响，同时结合循环利用实验，探究其循环利用效果。以期为利用DG 废弃物资源化、生物法高效处理染料废水提供一定的参考。
1 实验部分
1.1 试剂与仪器
磷酸、盐酸、NaOH、MB、丙酮、CaCl 2 、NaCl、氯化钾，分析纯，天津市大茂化学试剂厂；活性炭（AC），中国山西河津市华辉杰能源有限公司；DG，西安白酒厂； Massibacillus 菌株，由浙江某印染废水厂污泥分离筛选获得 ，经美吉生物公司鉴定为马氏芽孢杆菌。
OTF-1200X-S 型管式炉，合肥科晶材料技术有限公司；UV-3000 型紫外-可见分光光度计，北京美普达仪器有限公司；Vector-22 型傅里叶变换红外光谱仪（FTIR），德国Bruker 公司；EDAX Octane Prime型扫描能谱仪（EDS），美国EDAX 公司；FEI-Q45型扫描电子显微镜（SEM），美国 FEI 公司；ASAP2460 型比表面积测定仪，广州润湖仪器有限公司。
1.2 M-DGPC 的制备
DGPC 制备：DG 经水洗、干燥后，研磨、粉碎，过80 目筛；将DG 与浓度为2 mol/L磷酸按质量比1∶2 在超声（100 kHz）条件下浸渍30 min，最后在105℃烘箱干燥12 h；然后置于管式炉内（600 ℃）活化2 h；将得到的DGPC 反复用去离子水清洗至pH为中性，置于60 ℃鼓风干燥箱干燥12 h 后保存备用。
M-DGPC 制备：准确称取1.00 g 已经灭菌（在超净工作台紫外照射30 min）完成的DGPC 于250 mL 三角玻璃瓶中， 再向其中加入 10 mL Massibacillus 菌悬液（OD 600 =1.0），于37 ℃、130 r/min 下培养24 h，确保 Massibacillus 菌体充分固定在DGPC 上；静置、取沉淀用去离子水清洗3~5 次后，将其冷冻干燥（–20 ℃），即制得M-DGPC，4 ℃保藏备用。
用AC 替换多孔炭材料DGPC，其他操作同上，制备了 Massibacillus -AC（M-AC）。
1.3 结构表征
FTIR 测试：将固体样品（干基）与KBr 混合，混合物充分研磨，制成薄片后进行FTIR 表征，测试波数为4000~500 cm –1 。EDS 测试：对固体样品进行元素面扫描，分析样品的元素组成及各元素的质量比。SEM 测试：加速电压为15 kV，分辨率1.2 nm，扫描模式为高真空模式，在放大500 倍条件下观测样品的形貌变化。比表面积测试：样品在300 ℃下加热2 h 后，称取0.5 g 置于比表面积测定仪中进行测定。
1.4 M-DGPC 吸附MB 的影响因素考察
无机盐培养基（MSM）的制备：称取1.00 g 的(NH 4 ) 2 SO 4 、0.40 g 的 K 2 HPO 4 •H 2 O、0.40 g 的KH 2 PO 4 、0.01 g 的CaCl 2 和0.40 g 的MgSO 4 •7H 2 O加入到1 L 容量瓶中，再加入去离子水至1 L 刻度线附近，用浓度为 0.1 mol/L KOH 水溶液调至pH=7.0~7.2，用去离子水定容至1 L。
1.4.1 pH 的影响实验
将MB 添加到MSM 液体培养基中配成质量浓度100 mg/L，用浓度为0.1 mol/L 的NaOH 将pH 分别调至2、4、6、8、10，M-DGPC 投加量为4 g/L（以MSM 液体培养基体积为基准，下同），盐度（即NaCl质量占MSM 质量的百分数，下同）为3%，于37 ℃、130 r/min 条件下分别培养12、24、36、48 h 后，用紫外-可见分光光度计测定溶液在664 nm 下的吸光度，考察pH 对M-DGPC 吸附MB 的影响。
1.4.2 盐度的影响实验
将MB 染料添加到MSM 液体培养基中配成质量浓度为100 mg/L，用浓度为0.1 mol/L 的NaOH调至pH=6，M-DGPC 投加量为4 g/L，盐度分别设为1%、2%、3%、4%、5%，于37 ℃、130 r/min条件下分别培养12、24、36、48 h 后，用紫外-可见分光光度计测定溶液在664 nm 下的吸光度，考察盐度对M-DGPC 吸附MB 的影响。
根据MB 质量浓度（ x ）-吸光度（ y ）标准曲线拟合方程 y =5.5728 x –0.0186（ R 2 ＝0.99834），得到吸附后溶液中MB 的质量浓度，然后采用公式（1）和（2）计算平衡吸附量（ q e ，mg/g）和去除率（ η ，%）。
式中： q e 为平衡吸附量，mg/g； η 为吸附率，%； ρ 0 为MB 初始质量浓度，mg/L； ρ e 为吸附平衡后MB的质量浓度，mg/L； V 为染料溶液的体积，L； m 为吸附材料的质量，g。
1.5 M-DGPC 对MB 的吸附和降解实验
1.5.1 M-DGPC 对MB 的短期吸附和降解实验
将5 份相同质量的M-DGPC（40 mg）分别置于pH=7、MB 初始质量浓度为100 mg/L 的10 mL MSM 培养液中，于37 ℃、130 r/min 振荡培养，分别在0、12、24、36、48 h 时取出，在4800 r/min下离心10 min，分离固相和液相，并分别测定固相和液相中MB 的吸光度，计算其质量浓度。共设置5 个处理组：（a）单一DGPC；（b）单一AC；（c）游离菌 Massibacillus （M）；（d）M-DGPC；（e）M-AC。每组设置3 个平行实验，取其平均值为最终值，标准差为偏差作误差棒。
1.5.2 M-DGPC 对MB 的长期循环吸附和降解实验
仅考察水中MB 吸附率并非污染治理的最终目的，水中被吸附的MB 包含载体材料吸附部分和微生物降解部分，在固相中很有可能存在MB 残留，所以还需进行长期循环利用实验，一方面，可以探究经过长期循环利用后体系中MB 的残留量是否会引发二次污染；另一方面，也能探究不同微生物固定化材料的重复利用性能。
长期循环吸附和降解实验共设置8 次循环实验，每次循环的降解时长为2 d，每组设置3 个平行实验。
第1 次：在离心管中放置40 mg M-DGPC，将其置于pH=7、MB 初始质量浓度为100 mg/L 的10 mL MSM 培养液中，于37 ℃、130 r/min 振荡培养；分别在0 和2 d 时各取出1 组，用紫外-可见分光光度计测定溶液在664 nm 下的吸光度并计算样品中液相和固相中MB 质量浓度，余下所有组进行后续吸附和降解实验。
第2 次：第1 次实验结束后，将剩下所有组的样品取出，通过低速离心进行固液分离，弃去上层液体，将所得固体重新加入MB 初始质量浓度为100 mg/L的10 mL MSM 培养液中。模拟序批实验中的进出水，开始M-DGPC 的第2 次吸附和降解实验，分别在0 和2 d 时各取出1 组，按上述方法测定溶液的吸光度并计算样品中液相和固相残留中的MB 质量浓度，余下的样品继续进行后续循环实验。以此类推，共进行8 次循环吸附和降解实验。
1.5.3 MB 质量浓度的测定及降解率计算
在微生物存在下，体系中MB 的归趋主要有：降解部分；MB 完全被降解，且消失在体系中；出水部分，在MB 吸附和降解实验中没有被真正降解的部分；残留部分，存在于载体材料和菌体内部，表示MB 已从水中被吸附，但未在体系中消失，仍存在于微生物固定化材料内部。通过测定固相中MB 的质量浓度可得材料对MB 的吸附率；通过测定液相中MB 的质量浓度可得到MB 的去除率〔按公式（2）计算〕，降解率=去除率–吸附率。
将样品置于离心管中，于4800 r/min 下离心10 min，分离出固相和液相两相。用丙酮解吸固相中以及菌体残留的MB，用紫外-可见分光光度计测定萃取液在664 nm 下的吸光度，通过1.4 节中的拟合方程计算MB 的质量浓度；液相中MB 的质量浓度计算同1.4 节方法。通过固相和液相中MB 的质量浓度数据，根据公式（3）计算MB 的降解率（ D ，%）。
式中： D 为降解率，%； ρ 0 为MB 初始质量浓度，mg/L； ρn e 为第 n 次后液相和固相中的MB 质量浓度之和，mg/L。
2 结果与讨论
2.1 结构表征
2.1.1 DGPC 的结构分析
图1 为AC、DGPC 的N 2 吸附-脱附曲线和孔径分布曲线； 表1 是它们的孔参数数据。
表1 AC 和DGPC 的孔参数
图1 AC（a）和DGPC（b）的N
从 图1 可以看出，AC 属于Ⅱ型等温线（ 图1 a），表明其表面均匀地分布着无孔或大孔结构，为典型的Langmuir 等温线，由于气体进入微孔的体积有限，导致其吸附量很快趋于饱和，然而，当 p / p 0 较小时，其气体吸附量反而增大，这主要是因为狭窄的微孔增强了材料与气体之间的相互作用，导致相对压力较低的微孔被吸附气体填充；当 p / p 0 >0.99时，压力已经促使吸附量达到饱和，吸附质会发生凝聚，于是曲线开始出现上扬。DGPC 属于Ⅰ型等温线（ 图1 a），表明其具有相对较小的外表面微孔，这也可以从其孔径分布曲线（ 图1 c）得到印证。
从 图1 c 和 表1 结合看，对比之下，DGPC 的比表面积（877.45 m 2 /g）大于AC 的比表面积（832.21 m 2 /g），表明DGPC 具有更高的吸附能力。
2.1.2 M-DGPC 的结构表征
图2 为DG、DGPC 的FTIR 谱图。可以看出，DG在2925 cm –1 处峰主要归因于甲基和亚甲基中C—H键的伸缩振动；1738 cm –1 处峰是酮、醛、羧酸或酯中C==O 键的伸缩振动；1376 cm –1 处峰为烷基上C—H键的伸缩振动。而这些峰在DGPC 上消失，说明高温炭化过程中，DG 的大部分有机物被去除。在DGPC 在3697 cm –1 处出现了新峰，对应于—OH 的伸缩振动，因为在处理过程中DG 上的氢键断裂，使—OH 暴露，可增加其化学吸附能力 [38-39] 。
图2 DG 和DGPC 的FTIR 谱图
图3 为M-DGPC 和M-DGPC 吸附MB 后的EDS局部面扫描能谱图； 表2 为各元素质量分数数据。
表2 M-DGPC 吸附MB 前后各元素的质量分数
图3 M-DGPC 吸附MB 前（a）、后（b）的EDS 谱图
从 图3 可以看出，M-DGPC 吸附MB 前后材料的元素组成没变，但元素质量分数发生了变化。由 表2 可知，吸附MB 前，M-DGPC 中C 元素质量分数为55.67%，O 元素质量分数为14.71%，P 元素质量分数为26.03%；吸附MB 后，M-DGPC 中C 元素质量分数升为83.56%，O 元素质量分数降为10.67%，P 元素质量分数降为1.56%，而其他元素质量分数有略微变化。这可能是因为，MB 被M-DGPC 吸附后，大部分被 Massibacillus 降解为有机物或其他营养源，而只有极少部分留在M-DGPC 内部。
图4 为M-DGPC 吸附MB 前后的SEM 图。
图4 M-DGPC 吸附MB 前（a）、后（b）的SEM 图
从 图4 可以看出，M-DGPC 的表面比较粗糙，分布着许多不规则的孔隙结构，有大量菌体不均匀地附着在 DGPC 表面和孔隙内；吸附 MB 后的M-DGPC 孔隙明显减少，孔隙及表面观察到极少的MB，这说明MB 在M-DGPC 中被微生物降解，还有一部分MB 会黏附在材料表面，这可能是细胞与载体之间的物理作用以及细菌胞外分泌物的作用增加了它们之间的黏合力 [40-41] 。
2.2 M-DGPC 吸附MB 的影响因素分析
2.2.1 pH 的影响
pH 对M-DGPC 去除水中MB 的影响如 图5 所示。可以看出，随着pH 的升高，MB 去除率先升高后降低。在pH 为6 条件下去除率最高，当处理时间为48 h 时去除率达97.0%，而在酸性和碱性条件下 M-DGPC 去除率保持在 72.1%以上。这说明M-DGPC 具有良好的酸碱耐受性，这可能归因于附着在DGPC 上的微生物不断增殖代谢，在其表面形成了较密的生物膜，减少了外界环境对微生物的影响，致使体系内部的酸碱度保持稳定 。
图5 pH 对MB 去除率的影响
2.2.2 盐度的影响
盐度对M-DGPC 去除水中MB 的影响如 图6 所示。由 图6 可知，固定其他条件，随着盐度的升高，MB 去除率大致呈降低趋势，但降幅不大。处理48 h时，当溶液盐度为1%，去除率保持在98.6%，当盐度为5%，去除率仍保持在84.0%以上。这可能是因为，低盐度环境有利于微生物的生长，而高盐度则会改变微生物细胞的渗透压，影响微生物的代谢活性和对污染物的降解能力 。
图6 盐度对MB 去除率的影响
2.3 M-DGPC 对MB 的吸附和降解分析
2.3.1 短期吸附和降解分析
图7 为各体系对MB 短期吸附和降解实验结果对比。
图7 5 种吸附降解MB 体系中MB 的质量浓度
从 图7 可以看出，M-DGPC、DGPC 处理组经过12 h 以上的处理后，液相（ 图7 a）中MB 质量浓度远小于固相（ 图7 b）中MB 的质量浓度，M-DGPC、M 和M-AC 处理后液相中的MB 质量浓度随着处理时间的延长而减少，这也说明了 Massibacillus 对MB 起到了降解作用。
从 图7 a 可以看出，在液相中，5 个处理组处理48 h 后剩余 MB 质量浓度高低顺序为：M 组（35.44 mg/L）>M-AC 组（28.95 mg/L）>AC 组（20.43 mg/L）>DGPC 组（1.16 mg/L）>M-DGPC组（0.34 mg/L），且各处理组的液相MB 质量浓度随着时间的延长，其变化速率也是不同的，在前12 h，液相中 MB 的去除速率高低顺序为：DGPC 组>M-DGPC 组>AC 组>M-AC 组>M 组，这可能是炭载体的吸附性能差异导致的，因为吸附过程比较快，液相中的MB 通过传质作用能很快从液相转移到DGPC 表面，而M-DGPC 表面一些孔隙被微生物所占据，所以去除速率低于DGPC， Massibacillus 对MB 的去除过程是缓慢的。随着时间的继续延长，AC 组和M-AC 组液相中的MB 质量浓度几乎保持不变，但在36~48 h 间，M-AC 中MB 的质量浓度反而增加，这可能是由于 Massibacillus 在体系中分泌的胞外聚合物（EPS）增加了MB 在水中的溶解度所致 ；而M-DGPC 组中液相MB 的质量浓度与DGPC 组相比降低了，这是因为，吸附于M-DGPC表面的MB 随着时间的延长部分被 Massibacillus 降解了。
从 图7 b 可以看出，5 个处理组在48 h 后MB 剩余质量浓度高低顺序为：DGPC 组（87.55 mg/L）>AC组（74.34 mg/L）>M-AC 组（49.28 mg/L）>M-DGPC组（28.79 mg/L）>M 组（10.52 mg/L）。添加了 Massibacillus 的处理组固相中MB 质量浓度随着时间的延长先升高后降低，而未添加 Massibacillus 的处理组（DGPC 组和AC 组），固相MB 质量浓度随着时间的延长先升高后稳定。
从 图7 c 可以看出，5 个处理组在48 h 后剩余MB 质量浓度高低顺序为：AC 组（94.77 mg/L）>DGPC组（88.71 mg/L）>M-AC 组（78.23 mg/L）>M 组（45.96 mg/L）>M-DGPC 组（29.13 mg/L）。
图8 ~10 为M-DGPC 组、M-AC 组和M 组中降解部分、出水部分以及残留部分中MB 质量百分比（简称占比，即MB 在每部分中的质量占三部分中总质量的百分比）变化。
图8 M-DGPC 组MB 归趋的占比变化
从 图8 可以看出，随着处理时间的增加，M-DGPC 组中，降解部分MB 占比由0 增加到71%，表明以 Massibacillus 的降解作用为主；出水部分MB 占比几乎为0，说明去除率接近100%，但仍有29%的MB 残留在M-DGPC 内部。
从 图9 可以看出，随着处理时间的增加，M-AC组中，降解部分MB 占比先增加至26%后降低至22%，随着时间的增加，降解速率放缓，这可能是由于 Massibacillus 的活性被抑制，降低了降解效率；而48 h 后出水部分MB 占比为29%，说明其去除率为71%，仍有49%残留在M-AC 内部。
图9 M-AC 组MB 归趋的占比变化
从 图10 可以看出，随着处理时间的增加，M 组降解部分MB 占比由0 增加至53%，且随着时间的增加，降解速率加快；而出水中MB 占比为36%，说明其去除率为64%，仍有11%残留在 Massibacillus 内部，这是由于菌体细胞壁的黏附作用。
图10 M 组MB 归趋的占比变化
综合 图8 ~10，比较不同处理组中MB 占比变化可知，各部分MB 占比高低排序为：降解部分，M-DGPC 组>M 组>M-AC 组；出水部分，M 组>M-AC组>M-DGPC 组；残留部分，M-AC 组>M-DGPC 组>M 组。只有降解部分的MB 实现了真正的降解。由此可知，相比M 组和M-AC 组，M-DGPC 组的降解效果最佳。
2.3.2 长期循环利用性能分析
图11 是长期循环利用实验液相中MB 质量浓度变化情况。
图11 长期循环利用实验液相中MB 质量浓度的变化
从 图11 可以看出，随着循环利用次数的增加，M-DGPC 组液相中MB 质量浓度最低，在6 次循环后MB 质量浓度为1.44 mg/L，M-DGPC 液相中MB的去除率约99%。在8 次循环后MB 质量浓度为7.06 mg/L，M-DGPC 液相中MB 的去除率约93%。而在前4 次循环中，DGPC 组液相中MB 质量浓度都很低，在第5 次循环液相中为5.63 mg/L，然而在第6 次循环后，其升高至78.05 mg/L，之后随着循环次数增多而继续升高。这可能是由于DGPC 的最大吸附容量制约了DGPC 的吸附作用。AC 组和M组在两次循环后，液相中的MB 质量浓度就不断升高，对比DGPC 可知，AC 的重复利用和可再生性能要低于DGPC，而游离菌 Massibacillus 的可再生性能更差。
图12 是长期循环利用实验固相中MB 质量浓度变化。
图12 长期循环利用实验固相中MB 质量浓度的变化
从 图12 可以看出，各处理组固相中MB 质量浓度随着循环次数的增加呈现不同程度增加的趋势，经过8 次循环后，固相MB 质量浓度高低顺序为：DGPC 组>M-DGPC 组>M-AC 组>AC 组>M 组。第5次循环后，DGPC 组固相中MB 质量浓度为426.04 mg/L，已经超过了DGPC 最大吸附容量（407.07 mg/g），所以在 图11 中，从第6 次循环开始，DGPC 组吸附能力下降，导致DGPC 组液相中的MB 质量浓度升高。
图13 是长期循环利用实验总体系中MB 质量浓度变化情况。
图13 长期循环利用实验总体系中MB 质量浓度的变化
从 图13 可以看出，随着循环次数的增加，各处理组总体系中MB 质量浓度不断升高，这是因为，经过每次循环实验的吸附降解后，体系中会重新加入相同质量浓度、相同体积的MB 溶液，由于载体材料和细菌菌体的吸附作用，残余的MB 会得到累积同时进入下一循环实验中，故各体系中的MB 质量浓度不断升高。相较M-DGPC 组，DGPC 组总体系中的MB 质量浓度更高，这可能是由于 Massibacillus 对MB 的降解作用，会在载体表面形成生物膜，自由态和吸附态的污染物都很快被降解 ，空余吸附位点再次吸附MB，产生“吸附再生”效果 。经过8 次循环后，DGPC 组MB 总质量浓度为622.80 mg/L，降解率约22%，M-DGPC 组MB 总质量浓度为400.10 mg/L，降解率约50%。
因此，制备优良的微生物固定化材料，不仅可以提高菌种的降解效果，同时还会增大载体材料的吸附潜能。对比固定化材料处理组M-DGPC 组与M-AC 组可知，M-DGPC 组的吸附降解性能以及可再生性能更优，这表明，固定化载体材料的性能也是制约固定化材料中固定菌降解性能的决定性指标，故在制备微生物固定化材料之前，应该选择具有更加理想（如高孔隙率、高比表面积以及高吸附容量）的吸附材料作为固定化载体。
2.3.3 吸附效果对比分析
表3 为本文制备吸附材料和目前已报道的同类研究结果的数据对比。
表3 不同吸附剂对MB 废水的去除率
从 表3 可以看出，对比8 种不同的吸附材料对MB 的去除率，M-DGPC 具有明显的优势。例如：MASHKOOR 等 利用Ash samara 种子作为原始形式的生物吸附剂用于净化MB 废水，该吸附剂无需加工、活化，在pH=7 时对MB 的去除率达90%，是一种高效且低成本的生物吸附剂。M-DGPC 在同等条件下对MB 的去除率更高，达99%。RAJABI等 制备的海藻酸钠改性磁性炭（Fe 3 O 4 @SBC-SA）在MB 质量浓度为100 mg/L 的条件下，去除率为81%，但在循环4 次后，MB 的去除效果明显下降。柳富杰等 将高结晶度Cu-BTC 与琼脂糖（AG）复合得到多孔泡沫（Cu-BTC@AG），其对MB 的最大去除率为95%，并且在MB 质量浓度为40 mg/L 条件下，经过6 次循环实验，去除率几乎没有下降，具有良好的再生性能。M-DGPC 在MB 为100 mg/L条件下经过8 次循环使用，对MB 的去除率仍能达到约93%，表明M-DGPC 具有更良好的再生性能。
3 结论
本文制备了M-DGPC，并用于对MB 的吸附和降解，结论如下：
（1）pH 和盐度等因素对M-DGPC 吸附MB 效果有影响，在pH 为6 时48 h 最大去除率达到97.0%，而在酸性和碱性条件下M-DGPC 对MB 的去除率保持在72.1%以上；当溶液盐度为1%时，48 h 去除率保持在98.6%，当盐度为5%时，去除率仍能保持在84.0%以上，说明M-DGPC 具有很好的耐酸碱性以及耐盐性。
（2）短期实验与 8 次循环利用实验表明，M-DGPC 与其他处理组相比，具有对MB 最优的吸附降解效果和可再生性能。M-DGPC 在6 次循环利用中对MB 的去除率约99%，经过8 次循环后，对水中MB 去除率约93%。相比于非固定化的DGPC，M-DGPC 对MB 的降解率有所提升，降低了残留MB 的二次污染问题。
本文研究结果对于DG 废弃物资源化利用、生物法高效处理染料废水具有一定的参考价值。
