MIL-88B(Fe)固定辣根过氧化物酶去除双酚A

蔡文婷; 许嘉鑫; 杜克斯; 程建华

doi:10.12030/j.cjee.202103027

MIL-88B(Fe)固定辣根过氧化物酶去除双酚A

1.
华南理工大学环境与能源学院，广州 510006
2.
华南理工大学华南协同创新研究院，东莞 523808

作者简介: 蔡文婷(1996—)，女，硕士研究生。研究方向：水污染控制。E-mail：673062212@qq.com

通讯作者: 程建华(1976—)，男，博士，教授。研究方向：水污染控制。E-mail：jhcheng@scut.edu.cn

基金项目:
国家自然科学基金资助项目(21976060)；东莞市引进创新团队项目(2020607263005)
中图分类号: X703.1

Degradation of bisphenol A using horseradish peroxidase immobilized on MIL-88B(Fe)

1.
College of Environment and Energy, South China University of Technology, Guangzhou 510006, China
2.
South China Institute of Collaborative Innovation, South China University of Technology, Dongguan 523808, China

Corresponding author: CHENG Jianhua, jhcheng@scut.edu.cn

摘要: 通过溶剂热合成法制备了水稳定性的铁基金属有机骨架材料MIL-88B(Fe)，并将辣根过氧化酶(HRP)以共价固定法负载在MIL-88B(Fe)上得到MIL-88B(Fe)/HRP复合材料，并用于降解双酚A (BPA)。通过XRD、FTIR、SEM和TGA等手段对材料进行了表征。结果表明，HRP成功固定在MIL-88B(Fe)表面，没有改变MIL-88B(Fe)的形貌和晶体结构；在添加亲水剂聚乙二醇后，MIL-88B(Fe)/HRP可高效去除BPA，1 h内BPA去除率可达99.2%。分别考察了PEG用量、BPA初始质量浓度、固定化酶投加量等对降解效率的影响。结果表明，在PEG/BPA质量比0.4、pH = 7、25 ℃、BPA初始质量浓度20 mg·L⁻¹、固定化酶投加量为0.06 g·L⁻¹的条件下，3 h内可去除98.4%的BPA。此外，MIL-88B(Fe)/HRP复合材料具有较好的稳定性和可重复使用性，固定化HRP的贮存稳定性、热稳定性均优于游离HRP，循环使用4次后，固定化HRP的残余活性仍高于80%。以上研究结果可为新型酶固定材料的开发及其在废水处理中的应用提供参考。
- MIL-88B(Fe) /
- 固定化酶 /
- 辣根过氧化物酶 /
- 双酚A
Abstract: In this study, a water-stable Fe-based metal-organic framework material of MIL-88B (Fe) was prepared through a solvothermal method, then horseradish peroxidase was immobilized on MIL-88B (Fe) using covalent fixation method to prepare MIL-88B (Fe)/HRP composite for the degradation of bisphenol A (BPA). The material was characterized via XRD, FTIR, SEM and TGA methods. The results showed that HRP was successfully immobilized on MIL-88B(Fe) without changing its morphology and crystal structure. The BPA degradation experiments showed that MIL-88B(Fe)/HRP could effectively remove BPA by adding the hydrophilic agent polyethylene glycol, and the removal rate of BPA was up to 99.2% within 1 h. The effects of PEG dosage, initial BPA concentration and immobilized enzyme dosage on the BPA degradation efficiency were investigated. The results showed that at PEG/BPA mass ratio of 0.4, pH=7, 25 ℃, initial BPA concentration of 20 mg·L⁻¹, immobilized enzyme dosage of 0.06 g·L⁻¹, 98.4% BPA could be removed within 3 h. At the same time, MIL-88B(Fe)/HRP had good stability and reusability. The storage stability and thermal stability of immobilized HRP were better than that of free HRP. After 4 cycles, the residual activity of immobilized HRP was still more than 80%. This study provides a reference for the development of new enzyme fixation materials and their application in wastewater treatment.
- MIL-88B(Fe) /
- immobilized enzyme /
- horseradish peroxidase /
- bisphenol A

硝酸盐和高氯酸盐是地下水中常见的共存污染物。农业氮肥的大量施用是地下水硝酸盐污染的最大来源^[1]。在美国，约有22%的农业地下水硝酸盐浓度超过饮用水标准^[2]；在欧洲，有1/3的地下水硝酸盐超过了饮用水标准，硝酸盐达到了100~150 mg·L⁻¹^[3]；在中国，有61.2%的地下水井存在着硝酸盐严重超标的问题^[4]。当长期饮用硝酸盐超标的地下水时，人体患高铁血红蛋白症和癌症的几率会增加^[5]。地下水中高氯酸盐主要来源于火箭助推剂、烟花、染料和油漆等工业产品的生产和加工过程^[6-7]。有研究表明，智利阿塔卡马沙漠中地表水中的高氯酸盐质量浓度为744~1 480 μg·L⁻¹^[8]。有研究^[9]表明，由于将含有高氯酸盐的制造业废水排到地下水中，导致位于美国加利福尼亚州东部的萨克拉门地下水高氯酸盐含量达到了8 mg·L⁻¹。KOSAKA等^[10]在2007年对日本Usui河和Tone河调研发现，受污域河水中高氯酸盐质量浓度为0.34~2.38 mg·L⁻¹。据调查，我国部分水体存在高浓度高氯酸盐污染状况，如湖南省衡阳市某地表水高氯酸盐含量高达6.8~54.4 mg·L⁻¹^[11]。由于高氯酸根离子在电荷和离子半径上都与碘相似，因此，可能会破坏甲状腺中碘的吸收，从而可能影响甲状腺功能，引起甲状腺疾病^[12-14]，严重威胁着人类的健康。

目前处理水体硝酸盐和高氯酸盐复合污染的方法主要包括离子交换、膜分离、化学还原和生物法^[15-16]。离子交换和膜分离工艺虽然能够去除水中的硝酸盐和高氯酸盐，但只是将污染物浓缩转移，并没有将污染物无害转化，且操作成本较高；对于化学还原法，多采用贵金属催化剂，价格昂贵且催化剂易失活；生物还原工艺能够实现硝酸盐和高氯酸盐的高效去除，易于推广应用，故逐渐成为本领域的研究热点^[17-18]。根据所需电子供体的不同，生物还原法分为异养还原和自养还原法，对于异养还原过程，常用的有机碳源包括葡萄糖、甲醇、乙酸盐等^[19-20]。采用乙酸盐作为电子供体，还原去除硝酸盐和高氯酸盐的反应分别如式(1)和式(2)所示。

${\rm{7NO}}_{\rm{3}}^{\rm{ - }}{\rm{ + 13C}}{{\rm{H}}_{\rm{3}}}{\rm{CO}}{{\rm{O}}^{\rm{ - }}}{\rm{ + }}{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to {\rm{3}}{{\rm{C}}_{\rm{5}}}{{\rm{H}}_{\rm{7}}}{{\rm{O}}_{\rm{2}}}{\rm{N + 2}}{{\rm{N}}_{\rm{2}}}{\rm{ + 11C}}{{\rm{O}}_{\rm{2}}}{\rm{ + 20O}}{{\rm{H}}^{\rm{ - }}}$

$(1)$

${\rm{}}3{\rm{ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }} + 2{\rm{C}}{{\rm{H}}_{\rm{3}}}{\rm{CO}}{{\rm{O}}^{\rm{ - }}} + 2{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to {\rm{C}}{{\rm{l}}^ - }{\rm{ + 4C}}{{\rm{O}}_{\rm{2}}}{\rm{ + 10O}}{{\rm{H}}^{\rm{ - }}}$

$(2)$

需要指出的是，虽然异养生物还原反应速率快，但其反应过程会产生碱度，造成出水pH的升高。此外，碳源投加不易控制，投加过少则处理不彻底，投加过多则残余水中容易造成二次污染。生物自养过程利用无机碳作为电子供体，避免了有机源的投加，近年来受到研究人员的关注。其中，微生物利用单质硫作为电子供体，还原硝酸盐和高氯酸盐的反应如式(3)和式(4)所示。对于硫自养生物还原过程来说，虽然避免了有机碳源投加带来的隐患，但反应过程中产生副产物硫酸盐，同时消耗水体碱度，造成出水pH降低。

$1.06{\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3} + 1.11{\rm{S}} + 0.3{\rm{C}}{{\rm{O}}_2} + 0.785{{\rm{H}}_2}{\rm{O}} \to 0.06{{\rm{C}}_5}{{\rm{H}}_7}{{\rm{O}}_2}{\rm{N}} + 0.5{{\rm{N}}_2} + 1.11{\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4} + 1.16{{\rm{H}}^ + }$

$(3)$

${\rm{3ClO}}_{\rm{4}}^{\rm{ - }}{\rm{ + 4}}{{\rm{S}}^{\rm{0}}}{\rm{ + 4}}{{\rm{H}}_{\rm{2}}}{\rm{O}} \to {\rm{3C}}{{\rm{l}}^{\rm{ - }}}{\rm{ + 4SO}}_{\rm{4}}^{{\rm{2 - }}}{\rm{ + 8}}{{\rm{H}}^ + }$

$(4)$

基于上述研究背景，为了克服异养和自养还原各自的缺点，本研究建立了异养和硫自养协同作用的一体式生物反应器，其中有机碳源投加量低于理论值，这可有效避免水中有机物的二次污染；硫自养仅承担部分负荷，从而削弱硫酸盐的产生；同时平衡了2种反应过程碱度产生与消耗，稳定出水pH；考察了在不同HRT和不同碳源投加量条件下，混合营养生物工艺对废水中硝酸盐和高氯酸盐的去除效果，以期为该工艺在实际水处理工程中的应用提供参考。

1. 材料与方法

1.1 实验装置

建立了混合营养一体式微生物反应器(图1)。反应器采用有机玻璃柱制成，柱内径为5 cm，柱内填充硫磺颗粒(10目筛子筛分，燕山石化)，填充高度42 cm，反应器有效体积310 mL，外部有水浴保温夹层，温度为(30±2) ℃。反应器顶部采用溢流的方式出水，底部通过蠕动泵(YZ1513，保定兰格)均匀的将进水送进反应器。

图 1 生物反应器实验装置图

Figure 1. Diagram of the experimental bioreactor

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1.2 进水组成

反应器进水采用去离子水和自来水(1∶4)配制而成，加入优级纯高氯酸钠和硝酸钠作为目标污染物。进水组成： ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度(20.12±0.12) mg·L⁻¹， ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N质量浓度(20.21±0.23) mg·L⁻¹，CH₃COO⁻质量浓度60 mg·L⁻¹(第I~IV阶段添加，第Ⅴ阶段无添加)，KH₂PO₄ 0.5 mg·L⁻¹(以磷计)，缓冲物质NaHCO₃ 300 mg·L⁻¹。另外，为了给微生物提供足够的营养成分，进水加入1 mL·L⁻¹的微量元素溶液，溶液成分为0.05 g·L⁻¹ ZnCl₂·H₂O、0.11 g·L⁻¹ NiCl₂·6H₂O、0.49 g·L⁻¹ MnCl₂·4H₂O、0.05 g·L⁻¹ H₃BO₃、2.00 g·L⁻¹ CoCl₂·6H₂O、0.11 g·L⁻¹ CuCl₂·2H₂O。其余进水水质参数为 72.26~138.52 mg·L⁻¹ ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 、380.23~497.26 mg·L⁻¹碱度、pH为8.23~8.76。

1.3 反应器接种和驯化启动

取郑州市五龙口污水处理厂厌氧段污泥，将污泥与硫磺颗粒均匀的填充到反应器中，污泥接种量为6.5 g·L⁻¹。驯化启动阶段进水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度为40 mg·L⁻¹， ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N质量浓度为40 mg·L⁻¹，CH₃COO⁻质量浓度为180 mg·L⁻¹，磷源KH₂PO₄ 为0.5 mg·L⁻¹(以磷计)，缓冲物质NaHCO₃ 500 mg·L⁻¹。反应器在HRT为8 h的情况下连续运行14 d后完成驯化。

1.4 实验方案

反应器驯化启动完成后，开始正式运行，运行方案如表1所示。实验分为5个阶段，前4个阶段为混合营养工况，调整HRT分别为4、2、1和0.5 h，每个阶段运行10 d。根据反应式(1)和式(2)，理论上还原20 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N和 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 需要164 mg·L⁻¹的CH₃COO⁻。在前4个阶段，进水投加CH₃COO⁻的质量浓度为60 mg·L⁻¹，以营造低碳源投加的混合营养条件。第Ⅴ阶段，保持HRT为0.5 h，取消有机碳源投加，为单独硫自养工艺，研究反应器的处理效能，并与混合营养工艺作对比。

表 1 反应器实验运行方案

Table 1. Experimental operation scheme of reactor

运行阶段	运行时段/d	工艺条件	HRT/h	进水CH₃COO⁻/(mg·L⁻¹)
Ⅰ	1~10	混合营养	4	60
Ⅱ	11~20	混合营养	2	60
Ⅲ	21~30	混合营养	1	60
Ⅳ	31~41	混合营养	0.5	60
Ⅴ	42~51	单独硫自养	0.5	0

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1.5 分析方法

所有出水水样均经过0.22 μm滤膜过滤，并在4 ℃条件下保存，采用离子色谱仪(ICS-2100，美国赛默飞)测定水样中的 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ (最低检测限为0.2 mg·L⁻¹)和 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ (最低检测限为0.4 mg·L⁻¹)。用紫外可见分光光度法测 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ ，N-(1-萘基)-乙二胺光度法测 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_2}$ ，利用TOC分析仪(TOCL-CPN CN200，日本岛津)来测定进出水NPOC，使用pH计(PHS-3C，雷磁，中国)测定进出水pH，采用酸碱滴定法测定进出水的碱度。

2. 结果与讨论

2.1 反应器的启动

混合营养生物反应器启动期运行效果如图2所示。在HRT为8 h的条件下，反应器只需要2 d的适应期就可以将40 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ - _3}$ -N还原，出水 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N质量浓度为(0.25±0.06) mg·L⁻¹，并且驯化期间没有出现 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_2}$ 的积累，出水浓度始终低于检出限；而对于 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ ，生物反应器则需要8 d的适应期才能够逐渐将40 mg·L⁻¹的 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 还原，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 浓度低于检出限。产生这种现象的原因可能是，接种污泥取自郑州市五龙口污水处理厂的厌氧段污泥，污泥本身就具有反硝化功能，因此，对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 具有较强的适应能力，而对于 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ ，需要一定的适应时间。至第5天，反应器出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量由116.8 mg·L⁻¹升高至326.7 mg·L⁻¹，这表明硫自养菌正在逐渐驯化成熟，至驯化末期，反应器出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量稳定在(292.4±6.3) mg·L⁻¹。

图 2 驯化阶段

${\bf{Cl}}{{\bf{O}}^ -_4}$

、

${\bf{N}}{{\bf{O}}^ -_3}$

-N、

${\bf{N}}{{\bf{O}}^ -_2}$

-N 和

${\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}$

质量浓度变化

Figure 2. Variations of

${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$

${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$

-N,

${\rm{N}}{{\rm{O}}^ - _2}$

-N and

${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$

concentrations during acclimation process

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2.2 反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除效果

各运行阶段，反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除效果如图3所示，在整个运行期间，反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 均表现出较好的去除效果。对于 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 来说，当HRT从4 h缩短至2 h时，经过3 d的适应期，出水去除率趋于稳定，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度低于检出限，当HRT降低到1.0 h和0.5 h时，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度分别降低到(0.34±0.06) mg·L⁻¹和(0.35±0.09) mg·L⁻¹。第Ⅴ阶段，单独硫自养工艺下，反应器出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度升高至(0.58±0.12) mg·L⁻¹，对应去除率为96.2%，相较于混合营养工艺， ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 去除率降低了2%，表明混合营养工艺对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 的去除效果优于单独硫自养。LV等^[21]用甲烷膜生物反应器还原 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 时发现：当进水中只有 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 时， ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 还原速率为1.7 mmol·(m²·d)⁻¹；而当 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 存在时， ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 还原速率降为0.64 mmol·(m²·d)⁻¹，当 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 被完全去除后， ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 还原速率又恢复到1.6 mmol·(m²·d)⁻¹。DENIZ等^[22]用自养-异养组合工艺去除 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N时发现： ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N在被完全还原之后 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 才能被完全还原。在本研究中，混合营养工艺条件下，反应器实现了对2种污染物的高效去除，加入60 mg·L⁻¹ CH₃COO⁻首先促进了 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的还原效率，而后提高了 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 的去除率，使得混合营养生物反应器在0.5 h时对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 的去除效果优于硫自养生物反应器。

图 3 不同操作条件下进出水

${\bf{Cl}}{{\bf{O}}^ -_4}$

、

${\bf{N}}{{\bf{O}}^ -_3}$

-N和

${\bf{N}}{{\bf{O}}^ -_2}$

-N质量浓度变化

Figure 3. Variations of

${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$

${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$

-N and

${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_2}$

-N concentrations in influent and effluent under different operate conditions

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反应器运行期间始终保持对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 较高的去除效率，几乎不受HRT的影响，出水 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N质量浓度小于0.62 mg·L⁻¹，去除率大于96.9%，实验期间不存在 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ - _2}$ -N的积累，出水 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_2}$ -N度低于检出限。停止添加碳源，反应器对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N的去除几乎没有受到影响。

围绕2种污染物异养和硫自养过程，本课题组已经开展了部分研究。2017年，本课题组^[23]在硫自养固定床生物反应器还原 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 复合污染过程的研究中发现，2种污染物的还原同时发生，且硝酸盐的还原速率快于高氯酸盐，硫歧化反应伴随着高氯酸盐的还原，共存的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 对硫歧化反应有抑制作用。2018年，本课题组^[24]采用乙酸钠为碳源还原水中的高氯酸盐，发现以高氯酸盐为电子受体，长期驯化得到的混合菌群，对水中的硝酸盐依然有着较好的反硝化效果，在碳源有限的条件下，2种污染物的还原同时发生，且硝酸盐的还原率高于高氯酸盐。一般来说，生物过程对硝酸盐的去除优先于高氯酸盐。在本研究中，在混合营养条件下(HRT为4、2、1和0.5 h)，反应器稳态运行时对硝酸盐的去除率高于对高氯酸盐的去除率。当停止碳源投加时，对高氯酸盐的去除受到一定程度的影响，去除率降低了2%，而对硝酸盐的去除没有受到影响，与DENIZ等报道的硝酸盐的去除优先于高氯酸盐的结果相一致^[22]。

需要指出的是，第Ⅳ阶段，HRT仅为0.5 h，本反应器对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N去除负荷达到930.24 g·(m³·d)⁻¹，对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 的去除负荷达到了943.20 g·(m³·d)⁻¹。WAN等^[25]建立了硫自养填充床生物反应器，其对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的最大去除负荷分别为705.92 g·(m³·d)⁻¹和721.60 g·(m³·d)⁻¹，去除负荷低于本实验。ZHU等^[26]用生物活性炭填充床生物反应器，发现实验期间反应器出水高氯酸盐质量浓度为1.82~2.16 mg·L⁻¹，出水高氯酸盐质量浓度远高于混合营养生物反应器。因此，本研究建立的混合营养生物反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 具有较好的去除效果。

2.3 反应器进出水 ${\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度的变化

反应器进出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度变化如图4所示。在第Ⅰ~Ⅳ阶段，混合营养工艺条件下，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度随着HRT的缩短而减少。当HRT为4 h时，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量为(273±10) mg·L⁻¹，随着HRT降低到2、1和0.5 h，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量分别为(217±11)、(147±20)和(129±3) mg·L⁻¹。第Ⅴ阶段，单独硫自养工艺条件下，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量为(192±4) mg·L⁻¹，同有混合营养工艺相比， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产量增加63 mg·L⁻¹。

图 4 不同操作条件下进出水

${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$

浓度变化和

${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$

浓度增加量

Figure 4. Variations of

${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$

concentration in influent and effluent and its increase amount under different operate conditions

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WAN等^[27]利用氢自养还原水中高氯酸盐，探究了共存的硝酸盐和硫酸盐对高氯酸盐去除的影响。实验结果表明，还原菌群对3种电子受体的还原速率顺序为 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ > ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ > ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 。此外，有研究^[28]表明，无论从热力学或动力学方面分析，硝酸盐还原均优先于硫酸盐。理论上，还原20 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N，需要156 mg·L⁻¹的CH₃COO⁻。在本研究中，进水投加CH₃COO⁻的质量浓度仅为60 mg·L⁻¹，投加碳源不足，硝酸盐将优先于硫酸盐还原，故可推测，硫酸盐直接被有机碳源还原的可能性较低。

根据式(3)和式(4)，硫自养还原20 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N和 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 共计产生169 mg·L⁻¹的 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 。因此，当HRT为1 h和0.5 h时，投加60 mg·L⁻¹ CH₃COO⁻能够有效地减少 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 产生， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产量分别减少了22 mg·L⁻¹和40 mg·L⁻¹，HRT越短， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的生成受到的抑制越显著。当HRT为4 h和2 h时，虽然投加了60 mg·L⁻¹ CH₃COO⁻，但 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 产生量依然大于硫自养的理论值，由此可推测，在较长的HRT下，发生了硫歧化反应。

JU等^[29]报道，在硫自养还原 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 过程中，出水 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度远大于理论值，据此推测出有硫歧化反应发生。WAN等^[30]发现，在硫自养还原 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ - _4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ - _3}$ 复合污染过程中，硝酸盐的还原速率快于高氯酸盐，硫歧化反应伴随着高氯酸盐的还原，共存的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 对该反应有抑制作用，HRT越长，该反应进行越剧烈，反应如式(5)所示。

$4{{\rm{S}}^0} + 4{{\rm{H}}_2}{\rm{O}} \to 3{{\rm{H}}_2}{\rm{S}} + {\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4} + 2{{\rm{H}}^ + }$

$(5)$

在混合营养条件下，当HRT为4 h和2 h时， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度增加量高于硫自养理论值(104±10) mg·L⁻¹ 和(48±10) mg·L⁻¹，证实有硫歧化反应发生。因此，为削弱副产物 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产生，在保证 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 和 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 去除率的同时，工程上应当尽可能地采用较短的HRT。

2.4 反应器进出水pH和碱度的变化

反应器进出水pH和碱度的变化如图5所示。在运行期间，进水pH为8.51~8.72，出水pH稳定在7.18~7.68。实验结果表明，出水碱度消耗量随着HRT的降低呈现降低的趋势。在混合营养工艺下，当HRT为4 h时，碱度消耗量为(213±13) mg·L⁻¹(以CaCO₃计)；当HRT缩短至0.5 h时，碱度消耗量降为(105±7) mg·L⁻¹，碱度消耗削减了49%。结合式(3)和式(4)，理论上硫自养还原20 mg·L⁻¹的 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N的碱度消耗为105 mg·L⁻¹(以CaCO₃计)。对比第IV和第Ⅴ阶段，单独硫自养出水pH低于混合营养工艺，碱度消耗量为(150±2) mg·L⁻¹，比混合营养工艺的碱度消耗量增加了45 mg·L⁻¹。这是因为硫自养承担所有负荷，导致碱度消耗增加。在混合营养条件下，异养还原硝酸盐和高氯酸过程产生碱度，硫自养还原硝酸盐和高氯酸盐过程消耗碱度，此外，硫歧化反应也消耗碱度。整个实验运行期间，异养产生的碱度能够抵消一部分自养消耗的碱度，自养-异养在加快去除效率的同时，还能够降低反应物的碱度消耗和硫酸根浓度的产生。在HRT为4 h的条件下，混合营养工艺碱度消耗高于硫自养理论值(108±6) mg·L⁻¹，表明即使在混合营养条件下，较长的HRT也会发生较为剧烈的硫歧化反应，导致碱度消耗较高。

图 5 不同操作条件下进出水pH和碱度消耗

Figure 5. pH and alkalinity consumption under different operate conditions

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2.5 反应器中进出水NPOC和COD的变化

有机碳源是否有残余是影响反应器出水水质的关键所在。本反应器在运行期间，进出水NPOC质量浓度变化如图6所示。在混合营养条件下，反应器出水的NPOC始终维持在较低的水平，出水NPOC小于(2.68±0.13) mg·L⁻¹，且不受HRT的影响。完全去除20 mg·L⁻¹的 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N和 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 需要164 mg·L⁻¹的CH₃COO⁻。本研究中，进水仅加入60 mg·L⁻¹CH₃COO⁻，有机碳源的投加远低于理论值，因此，反应器出水中无有机碳源残余。整个实验运行期间，进水COD为(60.56±0.23) mg·L⁻¹，出水COD小于5.68 mg·L⁻¹。

图 6 不同操作条件下进出水NPOC质量浓度变化

Figure 6. Variations of NPOC in influent and effluent under different operate conditions

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3. 结论

1)混合营养一体式生物反应器能够同步高效的去除 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N。对于20 mg·L⁻¹的进水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N，在HRT分别为4 h和2 h时，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 质量浓度均低于检出限，当HRT为1 h和0.5 h时，出水 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ <0.34 mg·L⁻¹；HRT对 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ -N的去除影响较小，出水 ${\rm{N}}{{\rm{O}}_3}^ -$ -N<0.62 mg·L⁻¹。

2)在混合营养条件下，当HRT为0.5 h、温度为(30±2) ℃ 时，反应器中 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除负荷达到最大，分别为943.20 g·(m³·d)⁻¹和930.24 g·(m³·d)⁻¹。

3)混合营养工艺能够有效降低 ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产生量和碱度消耗量。当HRT为0.5 h时，与单独硫自养相比， ${\rm{S}}{{\rm{O}}^{2 - }_4}$ 的产生减少了63 mg·L⁻¹，碱度消耗减少了45 mg·L⁻¹。

4)由于异养施加不足量碳源，混合营养工艺能有效避免有机碳源残余水中造成二次污染的问题，出水NPOC低于(2.68±0.13) mg·L⁻¹。

图 1 MIL-88(Fe)和MIL-88(Fe)/HRP的SEM图谱

Figure 1. SEM images of (a) MIL-88(Fe), (b) MIL-88(Fe)/HRP

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图 2 MIL-88(Fe)和MIL-88(Fe)/HRP的XRD图谱

Figure 2. XRD patterns of MIL-88B(Fe) and MIL-88B(Fe)/HRP

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图 3 HRP、MIL-88(Fe)和MIL-88(Fe)/HRP的FTIR图谱

Figure 3. FTIR spectra of HRP, MIL-88B(Fe) and MIL-88B(Fe)/HRP

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图 4 MIL-88(Fe)和MIL-88(Fe)/HRP的TGA图谱

Figure 4. TGA curves of MIL-88B(Fe) and MIL-88B(Fe)/HRP

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图 5 不同条件下催化材料对BPA的去除率

Figure 5. Removal rate of BPA by catalytic materials under different conditions

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图 6 PEG投加量对BPA去除率的影响

Figure 6. Effect of PEG dosage on the removal rate of BPA

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图 7 不同降解实验条件对BPA降解效果的影响

Figure 7. Effects of different degradation conditions on the degradation of BPA

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图 8 游离和固定化HRP的米氏方程图和Lineweaver-Burk图

Figure 8. Michaelis-Menten plots and Lineweaver-Burk plots of free and immobilized HRP

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图 9 游离和固定化HRP的稳定性

Figure 9. Stability of free and immobilized HRP

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图 10 固定化HRP可重用性

Figure 10. Reusability of immobilized HRP

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图 11 MIL-88 (Fe)/HRP降解BPA前后的XRD图谱

Figure 11. XRD patterns before and after BPA degradation by MIL-88B(Fe)/HRP

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表 1 不同材料固定化酶对BPA的去除率

Table 1. BPA removal rate of enzyme immobilized with different materials

固定化材料	酶	催化剂投加量/(g·L⁻¹)	BPA初始浓度/(mg·L⁻¹)	降解时间/min	去除率/%	参考文献
海绵蛋白支架	漆酶	1.00	2	1 440	>95	[21]
MCMSs	漆酶	2.00	20	720	85	[22]
PFM	HRP	0.1425	8.7	180	93	[23]
TiO₂ 修饰的PVDF薄膜	漆酶	<0.40	34.5	5 760	91.7	[24]
NF薄膜	HRP	120	20	180	95	[25]
APTES改性的TiO₂纳米颗粒	漆酶	500	34.5	300	>80	[26]
磁丝纤蛋白纳米颗粒	HRP	500	50	160	80.3	[27]
MCN	HRP	0.5	10	50	85.7	[28]
MIL-88(Fe)	HRP	0.10	20	60	99.2	本研究
注：NF薄膜、APTES改性的TiO₂纳米颗粒、磁丝纤蛋白纳米颗粒3种固定化材料的催化剂投加量单位为U·L⁻¹。

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[1]	LUO Z F, CHEN H Y, WU S C, et al. Enhanced removal of bisphenol A from aqueous solution by aluminum-based MOF/sodium alginate-chitosan composite beads[J]. Chemosphere, 2019, 237: 124493. doi: 10.1016/j.chemosphere.2019.124493
[2]	ZHANG L, MI J L, HU G N, et al. Facile fabrication of a high-efficient and biocompatibility biocatalyst for bisphenol A removal[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2020, 150: 948-954. doi: 10.1016/j.ijbiomac.2019.11.007
[3]	BESHARATI VINEH M, SABOURY A A, POOSTCHI A A, et al. Stability and activity improvement of horseradish peroxidase by covalent immobilization on functionalized reduced graphene oxide and biodegradation of high phenol concentration[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2018, 106: 1314-1322. doi: 10.1016/j.ijbiomac.2017.08.133
[4]	PYLYPCHUK I V, DANIEL G, KESSLER V G, et al. Removal of diclofenac, paracetamol, and carbamazepine from model aqueous solutions by magnetic sol-gel encapsulated horseradish peroxidase and lignin peroxidase composites[J]. Nanomaterials (Basel), 2020, 10(2): 282-301.
[5]	XU W Q, JIAO L, YAN H Y, et al. Glucose oxidase-integrated metal-organic framework hybrids as biomimetic cascade nanozymes for ultrasensitive glucose biosensing[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2019, 11(25): 22096-22101.
[6]	SHIH Y H, LO S H, YANG N S, et al. Trypsin-immobilized metal-organic framework as a biocatalyst in proteomics analysis[J]. ChemPlusChem, 2012, 77(11): 982-986. doi: 10.1002/cplu.201200186
[7]	DOHERTY C M, GRENCI G, RICCO R, et al. Combining UV lithography and an imprinting technique for patterning metal-organic frameworks[J]. Advanced Materials, 2013, 25(34): 4701-4705. doi: 10.1002/adma.201301383
[8]	LAURIER K G, VERMOORTELE F, AMELOOT R, et al. Iron(III)-based metal-organic frameworks as visible light photocatalysts[J]. Journal of American Chemical Society, 2013, 135(39): 14488-14491. doi: 10.1021/ja405086e
[9]	YI X R, HE X B, YIN F X, et al. NH₂-MIL-88B-Fe for electrocatalytic N₂ fixation to NH₃ with high faradaic efficiency under ambient conditions in neutral electrolyte[J]. Journal of Materials Science, 2020, 55(26): 12041-12052. doi: 10.1007/s10853-020-04777-2
[10]	WANG S, FANG H, WEN Y K, et al. Applications of HRP-immobilized catalytic beads to the removal of 2, 4-dichlorophenol from wastewater[J]. RSC Advances, 2015, 5(71): 57286-57292. doi: 10.1039/C5RA08688D
[11]	CHANG Q, TANG H Q. Immobilization of horseradish peroxidase on NH₂-modified magnetic Fe₃O₄/SiO₂ particles and its application in removal of 2, 4-dichlorophenol[J]. Molecules, 2014, 19(10): 15768-15782. doi: 10.3390/molecules191015768
[12]	LEI Z D, XUE Y C, CHEN W Q, et al. The influence of carbon nitride nanosheets doping on the crystalline formation of MIL-88B(Fe) and the photocatalytic activities[J]. Small, 2018, 14(35): 1802045. doi: 10.1002/smll.201802045
[13]	VU T A, LE G H, VU H T, et al. Highly photocatalytic activity of novel Fe-MIL-88B/GO nanocomposite in the degradation of reactive dye from aqueous solution[J]. Materials Research Express, 2017, 4(3): 035038. doi: 10.1088/2053-1591/aa6079
[14]	LIN J W, HU Y Y, WANG L X, et al. M88/PS/Vis system for degradation of bisphenol A: Environmental factors, degradation pathways, and toxicity evaluation[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 382: 122931. doi: 10.1016/j.cej.2019.122931
[15]	SAMUI A, SAHU S K. One-pot synthesis of microporous nanoscale metal organic frameworks conjugated with laccase as a promising biocatalyst[J]. New Journal of Chemistry, 2018, 42(6): 4192-4200. doi: 10.1039/C7NJ03619A
[16]	JIA Y T, CHEN Y C, LUO J, et al. Immobilization of laccase onto meso-MIL-53(Al) via physical adsorption for the catalytic conversion of triclosan[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 184: 109670. doi: 10.1016/j.ecoenv.2019.109670
[17]	ZHANG R Z, WANG L, HAN J, et al. Improving laccase activity and stability by HKUST-1 with cofactor via one-pot encapsulation and its application for degradation of bisphenol A[J]. Journal of Hazardous Materials, 2020, 383: 121130. doi: 10.1016/j.jhazmat.2019.121130
[18]	WU E H, LI Y X, HUANG Q, et al. Laccase immobilization on amino-functionalized magnetic metal organic framework for phenolic compound removal[J]. Chemosphere, 2019, 233: 327-335. doi: 10.1016/j.chemosphere.2019.05.150
[19]	DALAL S, GUPTA M N. Treatment of phenolic wastewater by horseradish peroxidase immobilized by bioaffinity layering[J]. Chemosphere, 2007, 67(4): 741-747. doi: 10.1016/j.chemosphere.2006.10.043
[20]	CHENG J, YU S M, ZUO P. Horseradish peroxidase immobilized on aluminium-pillared inter-layered clay for the catalytic oxidation of phenolic wastewater[J]. Water Research, 2006, 40(2): 283-290. doi: 10.1016/j.watres.2005.11.017
[21]	ZDARTA J, ANTECKA K, FRANKOWSKI R, et al. The effect of operational parameters on the biodegradation of bisphenols by Trametes versicolor laccase immobilized on Hippospongia communis spongin scaffolds[J]. Science of the Total Environment, 2018, 615: 784-795. doi: 10.1016/j.scitotenv.2017.09.213
[22]	LIN J H, LIU Y J, CHEN S, et al. Reversible immobilization of laccase onto metal-ion-chelated magnetic microspheres for bisphenol A removal[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2016, 84: 189-199. doi: 10.1016/j.ijbiomac.2015.12.013
[23]	XU R, CHI C L, LI F T, et al. Immobilization of horseradish peroxidase on electrospun microfibrous membranes for biodegradation and adsorption of bisphenol A[J]. Bioresource Technology, 2013, 149: 111-116. doi: 10.1016/j.biortech.2013.09.030
[24]	HOU J W, DONG G X, YE Y, et al. Enzymatic degradation of bisphenol-A with immobilized laccase on TiO₂ sol-gel coated PVDF membrane[J]. Journal of Membrane Science, 2014, 469: 19-30. doi: 10.1016/j.memsci.2014.06.027
[25]	ESCALONA I, DE GROOTH J, FONT J, et al. Removal of BPA by enzyme polymerization using NF membranes[J]. Journal of Membrane Science, 2014, 468: 192-201. doi: 10.1016/j.memsci.2014.06.011
[26]	HOU J W, DONG G X, LUU B, et al. Hybrid membrane with TiO₂ based bio-catalytic nanoparticle suspension system for the degradation of bisphenol A[J]. Bioresource Technology, 2014, 169: 475-483. doi: 10.1016/j.biortech.2014.07.031
[27]	XU J, TANG T T, ZHANG K, et al. Electroenzymatic catalyzed oxidation of bisphenol A using HRP immobilized on magnetic silk fibroin nanoparticles[J]. Process Biochemistry, 2011, 46(5): 1160-1165. doi: 10.1016/j.procbio.2011.02.004
[28]	ZHANG H B, WU J C, HAN J, et al. Photocatalyst/enzyme heterojunction fabricated for high-efficiency photoenzyme synergic catalytic degrading bisphenol A in water[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 385: 123764. doi: 10.1016/j.cej.2019.123764
[29]	CAO W, YUAN Y H, YANG C, et al. In-situ fabrication of g-C₃N₄/MIL-68(In)-NH₂ heterojunction composites with enhanced visible-light photocatalytic activity for degradation of ibuprofen[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 391: 123608. doi: 10.1016/j.cej.2019.123608
[30]	BILAL M, BARCELO D, IQBAL H M N. Persistence, ecological risks, and oxidoreductases-assisted biocatalytic removal of triclosan from the aquatic environment[J]. Science of the Total Environment, 2020, 735: 139194. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.139194
[31]	VINEH M B, SABOURY A A, POOSTCHI A A, et al. Biodegradation of phenol and dyes with horseradish peroxidase covalently immobilized on functionalized RGO-SiO₂ nanocomposite[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2020, 164: 4403-4414. doi: 10.1016/j.ijbiomac.2020.09.045
[32]	CHANG Q, HUANG J, DING Y B, et al. Catalytic oxidation of phenol and 2, 4-dichlorophenol by using horseradish peroxidase immobilized on graphene oxide/Fe₃O₄[J]. Molecules, 2016, 21(8): 1044. doi: 10.3390/molecules21081044
[33]	ZHAI R, ZHANG B, WAN Y Z, et al. Chitosan-halloysite hybrid-nanotubes: Horseradish peroxidase immobilization and applications in phenol removal[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 214: 304-309. doi: 10.1016/j.cej.2012.10.073
[34]	HU Y L, DAI L M, LIU D H, et al. Progress & prospect of metal-organic frameworks (MOFs) for enzyme immobilization (enzyme/MOFs)[J]. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2018, 91: 793-801. doi: 10.1016/j.rser.2018.04.103
[35]	CHANG Q, JIANG G D, TANG H Q, et al. Enzymatic removal of chlorophenols using horseradish peroxidase immobilized on superparamagnetic Fe₃O₄/graphene oxide nanocomposite[J]. Chinese Journal of Catalysis, 2015, 36(7): 961-968. doi: 10.1016/S1872-2067(15)60856-7
[36]	SHAKERIAN F, ZHAO J, LI S P. Recent development in the application of immobilized oxidative enzymes for bioremediation of hazardous micropollutants: A review[J]. Chemosphere, 2020, 239: 124716. doi: 10.1016/j.chemosphere.2019.124716

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图( 11) 表( 1)

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1. 材料与方法
1.1 实验装置
1.2 进水组成
1.3 反应器接种和驯化启动
1.4 实验方案
1.5 分析方法
2. 结果与讨论
2.1 反应器的启动
2.2 反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除效果
2.3 反应器进出水 ${\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度的变化
2.4 反应器进出水pH和碱度的变化
2.5 反应器中进出水NPOC和COD的变化
3. 结论

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双酚A (bisphenol A, BPA)是合成塑料的原料，可以制成各种常见的塑料品，如水瓶、运动器材、医疗器械等。不合理的使用使其广泛存在于工业废水、地表水、地下水甚至饮用水中^[1]。双酚A具有神经毒性、免疫毒性、致癌性和致畸性^[2]，也可影响人和动物的内分泌系统，导致雄性动物雌性化和生殖能力下降。因此，去除双酚A对生态环境和人类健康有重要意义。

目前，双酚A的脱除方法有物理法、化学法、生物法等。其中，酶法处理因其速度快、选择性强而得到了广泛的应用^[3]。辣根过氧化物酶(horseradish peroxidase, HRP)是一种具有铁卟啉活性中心的血红素蛋白，能在过氧化氢的存在下氧化降解双酚A。当底物分子被氧化成自由基后，可以重新排列、偶联形成相应的聚合物以及其他化合物^[4]，这些化合物无毒，易于从水中去除。然而，游离的HRP存在着热稳定性和存储稳定性差、成本高、难回收且不能重复利用的缺点。一种有效的解决方法是将酶固定在特定载体上^[3]，可显著改善其稳定性，实现其长期使用。

金属有机骨架(metal organic frameworks, MOFs)是由金属离子和有机配体通过络合作用自组装形成的具有周期性网络结构的晶态多孔材料，既结合了无机材料的稳定性，又结合了有机材料的多样可修饰性。MOFs材料由于具有较大的比表面积、可调节的多孔形态和良好的生物相容性，在生物传感、催化、药物缓释等领域取得了重大突破^[5]。已有研究证明金属有机骨架可以用于酶的共价固定化。SHIN等^[6]通过二环己基碳二亚胺使胰蛋白酶接枝到MIL-88B-NH₂(Cr)上，并用于牛血清蛋白降解。DOHERTY等^[7]利用戊二醛将β-葡萄糖苷酶固定在NH₂-MIL-53(A1)上用于催化水解D-水杨苷转化成葡萄糖。据报道，MIL-88B(Fe)是一种高稳定性、高生物相容性的铁基MOF^[8]。基于此，本研究中，利用MIL-88B(Fe)富含官能团的优势，采用EDC/NHS作为交联剂，将HRP负载于MIL-88B(Fe)上，并考察了固定化酶降解双酚A的影响因素，探究了固定化酶的稳定性和可重复使用性。

1. 材料与方法

1.1. 实验原料

HRP(>160 U·mg⁻¹，冻干粉，RZ>2)，双酚A(BPA)，三氯化铁(FeCl₃·6H₂O)，对苯二甲酸(H₂BDC)，1-乙基-(3-二甲氨基丙基)碳二亚胺盐酸盐(EDC)，N-羟基琥珀酰亚胺(NHS)，N, N-二甲基甲酰胺(DMF)，乙醇(C₂H₅OH)和苯酚购自阿拉丁试剂有限公司(中国上海)。4-氨基安替比林(4-AAP)、过氧化氢(H₂O₂，质量分数为30%)、聚乙二醇(PEG)购自国药化学试剂有限公司(中国上海)。

1.2. 表征

采用X射线衍射仪(XRD，Bruker D8)对MIL-88B(Fe)和MIL-88B(Fe)/HRP材料进行表征。采用傅里叶变换红外光谱仪(FTIR，Thermo-Nicole，美国)对材料表面的官能团进行测定。采用扫描电子显微镜(SEM, Carl Zeiss显微镜，德国)观察样品的形貌。采用热重分析仪(TGA，EXSTAR，日本)测定热稳定性。

1.3. MIL-88B(Fe)的制备

MIL-88B(Fe)材料根据文献[9]报道的方法进行制备：将0.756 g (2.770 mmol)三氯化铁和0.231 g (1.385 mmol)对苯二甲酸溶解在60 mL的N,N-二甲基甲酰胺(DMF)中。在室温下搅拌30 min后，将溶液转移到高压反应釜中，置于150 ℃的烘箱中恒温加热反应2 h。反应结束后自然冷却至室温，将所得固体用离心分离并用乙醇洗涤数次，最后在真空干燥箱中60 ℃干燥12 h后，得到MIL-88B(Fe)粉末材料。

1.4. MIL-88B(Fe)/HRP的制备

将10 mg MIL-88B(Fe)材料、40 mg的EDC和20 mg的NHS加入到10 mL质量浓度为0.04 mg·mL⁻¹的酶溶液中，在室温下搅拌4 h，反应结束后，所得混合物用去离子水清洗以去除未固定的游离酶。收集含残留酶的上清液，采用Bradford法，用紫外分光光度计在波长为595 nm处测定蛋白含量^[10]，以计算得出酶的负载量。将MIL-88B(Fe)/HRP分散在去离子水中，并在4 ℃的冰箱中保存。

1.5. 酶活性的测定

以苯酚、4-AAP和H₂O₂为底物，采用比色法测定酶的活性^[11]。通过记录在510 nm处的吸光度变化来监测催化反应。1个活性单位被定义为在上述条件下每分钟水解1×10⁻⁶ mol的H₂O₂所需HRP的量。

1.6. 降解实验

降解实验在锥形瓶(150 mL)中进行。试剂按如下顺序添加：双酚A (10~100 mg·L⁻¹)溶液、2.5 mL磷酸盐缓冲液(pH=7, 200 mmol·L⁻¹)、1 mg·mL⁻¹ PEG (0.1~0.8 mL)、H₂O₂和MIL-88B(Fe)/HRP材料(0.02~0.10 g·L⁻¹)。将混合溶液用磁力搅拌器搅拌，并在预定的时间用注射器取出上清液，用0.22 μm过滤器过滤以备后续测定。所有实验均进行3次，数据取平均值。

采用分光光度法(λ=510 nm)测定双酚A的质量浓度。在铁氰化钾存在下，双酚A与4-氨基安替比林在pH为10.0±0.2时反应生成橙色染料，吸光度值与双酚A的浓度成正比^[3]。

1.7. 回收实验

每次反应结束后，用离心分离法分离出所使用的MIL-88B(Fe)/HRP，并用去离子水清洗，以去除物料内残留的反应溶液。之后，在上述实验条件下，催化剂在新的反应介质中重复使用。每一轮降解在25 ℃进行，并测定保留活性。所有实验均进行3次，取平均值。

3. 结论

1)通过EDC/NHS共价交联体系将HRP固定化到MIL-88B(Fe)上，可得到MIL-88B(Fe)/HRP复合材料；通过一系列XRD、FTIR、SEM、TGA等手段的表征，证明了MIL-88B(Fe)的成功合成，及HRP的成功负载。

2)在PEG/BPA质量比为0.4的情况下，最终确定在pH为7、25 ℃、BPA的初始质量浓度为20 mg·L⁻¹，固定化酶投加量为0.06 g·L⁻¹的实验条件下，3 h内可去除98.4%的BPA。

3)在酶固定化后，酶与底物的亲和力降低。酶的活性保留了游离HRP的70.6%。

4)在固定化酶之后，MIL-88B (Fe)/HRP比游离HRP具有更好的热稳定性、贮存稳定性和可重复使用性，这可为工业应用提供潜在的可能性。

参考文献 (36)

MIL-88B(Fe)固定辣根过氧化物酶去除双酚A

作者简介: 蔡文婷(1996—)，女，硕士研究生。研究方向：水污染控制。E-mail：673062212@qq.com

通讯作者: 程建华(1976—)，男，博士，教授。研究方向：水污染控制。E-mail：jhcheng@scut.edu.cn

Degradation of bisphenol A using horseradish peroxidase immobilized on MIL-88B(Fe)

Corresponding author: CHENG Jianhua, jhcheng@scut.edu.cn

1. 材料与方法

1.1 实验装置

1.2 进水组成

1.3 反应器接种和驯化启动

1.4 实验方案

1.5 分析方法

2. 结果与讨论

2.1 反应器的启动

2.2 反应器对ClO−4 {\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4} 和NO−3 {\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3} 的去除效果

2.3 反应器进出水SO2−4 {\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}质量浓度的变化

2.4 反应器进出水pH和碱度的变化

2.5 反应器中进出水NPOC和COD的变化

3. 结论

计量

出版历程

MIL-88B(Fe)固定辣根过氧化物酶去除双酚A

通讯作者: 程建华(1976—)，男，博士，教授。研究方向：水污染控制。E-mail：jhcheng@scut.edu.cn

作者简介: 蔡文婷(1996—)，女，硕士研究生。研究方向：水污染控制。E-mail：673062212@qq.com 1. 华南理工大学环境与能源学院，广州 510006 2. 华南理工大学华南协同创新研究院，东莞 523808

English Abstract

Degradation of bisphenol A using horseradish peroxidase immobilized on MIL-88B(Fe)

Corresponding author: CHENG Jianhua, jhcheng@scut.edu.cn

全文HTML

1.1. 实验原料

1.2. 表征

1.3. MIL-88B(Fe)的制备

1.4. MIL-88B(Fe)/HRP的制备

1.5. 酶活性的测定

1.6. 降解实验

1.7. 回收实验

2.1. 材料表征

2.2. 不同反应条件对BPA降解效果的影响

2.3. 酶促反应动力学

2.4. 热稳定性和贮存稳定性

2.5. 固定化HRP的可重复使用性

目录

全文HTML

1.1. 实验原料

1.2. 表征

1.3. MIL-88B(Fe)的制备

1.4. MIL-88B(Fe)/HRP的制备

1.5. 酶活性的测定

1.6. 降解实验

1.7. 回收实验

2.1. 材料表征

2.2. 不同反应条件对BPA降解效果的影响

2.3. 酶促反应动力学

2.4. 热稳定性和贮存稳定性

2.5. 固定化HRP的可重复使用性

2.2 反应器对 ${\rm{Cl}}{{\rm{O}}^ -_4}$ 和 ${\rm{N}}{{\rm{O}}^ -_3}$ 的去除效果

2.3 反应器进出水 ${\bf{S}}{{\bf{O}}^{2 - }_4}$ 质量浓度的变化

作者简介: 蔡文婷(1996—)，女，硕士研究生。研究方向：水污染控制。E-mail：673062212@qq.com
1. 华南理工大学环境与能源学院，广州 510006

2. 华南理工大学华南协同创新研究院，东莞 523808