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随着社会发展，水资源短缺问题日益严重. 在众多水处理技术中，多相光催化氧化技术具有操作简便、有机物矿化效率高、催化剂能循环利用等优点，在有机废水资源化利用中具有广阔的应用前景[1 − 2].
多相光催化氧化体系中，氧化剂主要有过氧化氢（H2O2）和过硫酸盐（PS）两大类[3 − 4]，催化剂则通常是将过渡金属离子（Fe3+、Cu2+、Co2+等）负载到不同的载体上（活性炭、多孔材料等）制备得到[5 − 7]. MCM-41硅基介孔分子筛具有骨架结构稳定、合成简便、孔道结构规则、孔径尺寸可调节、比表面积大等优点，是多相光催化剂载体开发研究的热点[8 − 10]. 将铁、铜等过渡金属负载到MCM-41介孔分子筛表面或掺杂进骨架之中，可以制备高效活化H2O2或PS降解有机污染物的多相催化剂[11 − 14]. Deng等[13]发现，Fe/MCM-41介孔材料对H2O2具有很高的光催化活性，相应的催化氧化体系能在120 min内高效降解MB染料. Schlichter等[14]合成了对PS有高催化活性的铜基MCM-41多相催化剂，对应的催化氧化体系能在2 h内有效降解MO染料. 此外，MCM-41介孔分子筛表面的负电性能够在一定程度上抑制OH−对活性组分的沉淀反应，从而有望拓展多相光催化氧化体系的pH适用范围[15 − 16].
空间位阻效应是影响氧化剂作用于有机污染物的重要因素[17 − 18]. 例如，杨欢欢[17]进行了硫酸根自由基降解全氟羧酸化合物的DFT计算，发现正是空间位阻效应导致体积较大的硫酸根自由基只能进攻未被氟原子包裹的端基碳原子. Lee等[18]在研究PS活化机制和活性物种形成途径时发现，更大的空间位阻使过二硫酸盐（PDS）对有机物的反应性较过一硫酸盐（PMS）更低. 目前，在多相光催化氧化领域中，缺乏空间位阻效应影响催化剂活化氧化剂的研究. 过硫酸盐（PS）与H2O2分子结构相似，H2O2上的一个H原子被HSO3−取代即为过一硫酸盐（PMS，HSO5−），若两个H原子全被HSO3−取代便得到同样具有对称结构的过二硫酸盐（PDS，S2O82-）[19]. 因此，HSO5−和S2O82-相较于H2O2具备更大的分子尺寸. 介孔分子筛催化剂在活化分子尺寸相差较大的PDS和H2O2时，空间位阻效应的差异会更为显著，但目前关于介孔分子筛催化剂构型对氧化剂PDS和H2O2活化影响的研究鲜见报道.
基于此，本文选取Fe-MCM-41和Cu-MCM-41作为多相光催化剂，选取同样具有对称结构但分子尺寸相差较大的H2O2和PDS作为氧化剂，构建了中性条件下的多相光催化氧化降解金橙Ⅱ体系，分析了催化剂构型、孔道尺寸和电负性对Fe-MCM-41和Cu-MCM-41活化H2O2和PDS能力的影响，揭示了Fe-MCM-41和Cu-MCM-41光催化活化H2O2和PDS的构-效关系，为介孔分子筛光催化剂的开发利用提供理论依据.
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SX2-4-10箱式电阻炉（上海实验仪器厂有限公司）；PCX50C Discover多通道光反应系统（北京泊菲莱科技有限公司）；UV-2300紫外分光光度计（中国上海天美科学仪器）；Multi N/C 2100总有机碳分析仪（美国岛津分析仪器股份有限公司）；Bruker D8 Advance型X射线衍射仪；麦克ASAP2460比表面积孔隙度分析仪；ZEISS GeminiSEM 300 扫描电子显微镜；Titan G260-300透射电子显微镜；Nano ZS90纳米粒度及zeta电位仪；电子顺磁共振波谱仪（EPR，EMX nano，Bruker 公司，德国）.
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金橙Ⅱ（生物染色剂）、正硅酸乙酯（化学纯）、L-组氨酸购于阿拉丁化学试剂有限公司；十六烷基三甲基溴化铵、过硫酸钠购于上海麦克林生化科技有限公司；氨水、30%H2O2、氢氧化钠、乙醇购于西陇化工有限公司；磷酸氢二钠、磷酸二氢钠、异丙醇、叔丁醇、九水合硝酸铁、三水合硝酸铜购于国药集团. 以上试剂如无特殊说明均为分析纯，试剂溶液均用超纯水配置.
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Fe-MCM-41在室温下制备[8,12,20]：称取3.39 g九水合硝酸铁溶解于75 mL正硅酸乙酯（TEOS）和75 mL乙醇的混合液中，得到混合溶液A；称取25 g十六烷基三甲基溴化铵（CTAB）于1250 mL超纯水中，超声处理1 h使其完全溶解得到澄清液B；30 ℃条件下，将100 mL氨水缓慢加入澄清液B中，10 min后逐滴加入混合溶液A，滴加完成后持续搅拌16 h，得到凝胶C；将凝胶C于室温下静置老化24 h后过滤，产物用乙醇和超纯水反复离心洗涤至中性，80 ℃干燥至恒重；干燥后将产物研磨，放入马弗炉中于550 ℃煅烧6 h（升温速率5 ℃·min−1），自然冷却至室温后取出，充分研磨后得到Fe-MCM-41. 按照上述方法制备得到MCM-41（混合溶液A为75 mLTEOS+75 mL乙醇）和Cu-MCM-41（混合溶液A为1.77 g三水合硝酸铜+75 mLTEOS+75 mL乙醇）.
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样品晶型采用Bruker D8 Advance型X射线衍射仪分析；样品比表面积使用麦克ASAP2460比表面积孔隙度分析仪测定；样品形貌使用ZEISS GeminiSEM 300扫描电子显微镜观察；样品孔道情况通过Titan G260-300透射电子显微镜拍摄分析；样品在不同pH条件下的zeta电位使用Nano ZS90纳米粒度及zeta电位仪测定.
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采用5，5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物（DMPO）作为·OH、SO4−·和O2−·等活性物质的捕获剂，2,2,6,6-四甲基哌啶（TEMP）作为1O2的捕获剂，使用电子顺磁共振波谱仪（EPR，EMX nano，Bruker 公司，德国）检测.
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实验在PCX50C Discover多通道光催化反应系统中进行，恒温水浴控制反应温度为30 ℃；磁力搅拌系统转速设定为250 r·min−1；光通道底部光源为紫外灯（波长254 nm，功率5 W，光强59.6 lux）. 反应条件：金橙Ⅱ浓度为0.2 mmol·L−1、pH值为6.8、催化剂用量为1 g·L−1、氧化剂浓度为10 mmol·L−1.
实验预先将催化剂和金橙Ⅱ溶液加入反应瓶中，无光条件下搅拌30 min达到吸附平衡；而后加入氧化剂，同时打开光源并开始计时，在设定的时刻取样、过滤（0.45 μm水系滤头）、测定.
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金橙Ⅱ浓度通过分光光度计在484 nm处测得吸光度，再经过标准曲线换算得到；总有机碳含量（TOC）采用总有机碳分析仪测定，取样后按体积比1:1加入终止剂（0.1 mmol·L−1Na2SO3，0.1 mmol·L−1 KH2PO4，0.1 mmol·L−1 KI，0.05 mmol·L−1 NaOH）[21 − 22]以终止反应.
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图1为MCM-41、Fe-MCM-41和Cu-MCM-41的X射线衍射图谱. 其中，图1a是样品在0.5°—10°小角区域的XRD图谱. MCM-41存在（100）、（110）和（200）的3个晶面的特征衍射峰，这说明合成的MCM-41具备有序六方介孔结构[12,23]；与MCM-41相比，Fe-MCM-41的3个衍射峰位置和强度均没有明显变化，可见Fe掺杂后材料的介孔结构和有序性几乎没有变化；Cu-MCM-41的（100）晶面衍射峰强度明显降低，且（110）和（200）晶面的衍射峰基本消失，说明Cu的掺杂对材料的结构和有序性产生了较大的影响，但基本保留了MCM-41的介孔结构.
样品在10°—80°广角区域的XRD图谱如图1b所示. 3个样品均在23°左右有一个特征峰，即SiO2特征衍射峰，与样品主体为SiO2吻合；Fe-MCM-41没有发现铁氧化合物的衍射峰，表明铁元素高度分散在MCM-41骨架中；而Cu-MCM-41在2θ=35.5°、38.7°和48.7°处出现了CuO的特征峰，说明掺杂的铜元素既有部分分散在MCM-41骨架，还有部分以CuO的形式共存.
BET分析结果显示MCM-41、Fe-MCM-41、Cu-MCM-41的比表面积分别为1058 m2·g−1、1040 m2·g−1和951 m2·g−1. Fe-MCM-41比表面积相较于MCM-41几乎不变，进一步证明Fe的掺杂对MCM-41结构的影响很小；而CuO的形成则导致Cu-MCM-41的比表面积减小明显.
为进一步分析材料的形态，对MCM-41、Fe-MCM-41和Cu-MCM-41进行了扫描电镜（SEM）分析，结果如图2. 由图2可见，MCM-41呈现棒状或球状形态，Fe-MCM-41呈现椭球状或球状形态. Fe-MCM-41的Fe元素mapping图显示Fe元素均匀地掺杂到了分子筛骨架[24]，这与XRD分析结果一致. 除椭球状和球状形态外，Cu-MCM-41还呈现了不规则纳米块状形态. Cu元素mapping图表明，纳米块状形态颗粒为铜的纳米颗粒或金属氧化物簇，结合广角XRD测试结果可以推断其为纳米CuO.
由以上表征可以推断，Fe-MCM-41为Fe元素均匀掺入MCM-41骨架内部的同晶替换型催化剂；Cu-MCM-41为Cu元素分布不均匀、部分以CuO形式结合在MCM-41骨架外的同晶替换和孤岛共存型催化剂.
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图3为MCM-41、Fe-MCM-41和Cu-MCM-41的透射电镜（TEM）图. 在50 nm标尺图中可以看到，3种材料均在孔道方向上呈现出六方排列的蜂巢结构，说明经Fe或Cu金属掺杂后，MCM-41的有序介孔特征结构能被保留，这与小角XRD分析结果一致. 进一步放大观察尺度，在20 nm标尺图中对材料的孔径进行测量. 每种样品分别随机选取3个孔道测量孔径，取平均值得到其平均孔径. 根据比例尺测出MCM-41平均孔径为2.14 nm，Fe-MCM-41和Cu-MCM-41平均孔径均为2.02 nm. BET分析对应3个样品介孔平均孔径依次为3.06 nm、2.97 nm、2.71 nm，孔径大小集中在3 nm左右，这与文献报道一致[8,25]. 一定量的金属掺杂会导致MCM-41介孔分子筛的孔容孔径减小[26].
理想状态且不考虑水合影响时，氧化剂H2O2和PDS最长径分别为0.48 nm和0.934 nm，对应球体模型最大截面积分别为1.81nm2和6.85 nm2（图4）； Fe-MCM-41和Cu-MCM-41的平均孔径均为2.02 nm，即其正六边形孔道边长为1.166 nm，孔道面积为35.32 nm2. PDS能够同时通过分子筛孔道截面的分子数（5个）远少于H2O2（19个），显然催化PDS的过程会受到更大的空间位阻影响.
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Fe-MCM-41和Cu-MCM-41在不同pH条件下的zeta电位如图5所示. Fe-MCM-41和Cu-MCM-41的零电荷点分别为2和3，在近中性（pH=6.8）的实验条件下两种材料表面均带负电荷. 而H2O2分子呈电中性，不受电性影响；PDS带负电，会与同样带负电荷的材料相互排斥.
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Fe-MCM-41和Cu-MCM-41光催化H2O2和PDS降解金橙Ⅱ的结果如图6所示. 由图6可知，单独H2O2或PDS难以直接有效氧化降解金橙Ⅱ. 近中性和无光条件下，Fe-MCM-41和Cu-MCM-41均不能有效活化H2O2降解金橙Ⅱ；相同条件下，Fe-MCM-41和Cu-MCM-41能活化PDS降解金橙Ⅱ，反应120 min后二者脱色率分别为10%和15%.
紫外光照射下，不同体系中金橙Ⅱ脱色的一级动力学常数见表1. UV能够活化H2O2和PDS[21, 27]，生成羟基自由基或硫酸根自由基使金橙Ⅱ脱色. 金橙Ⅱ在UV+H2O2和UV+PDS体系的脱色动力学常数分别为0.017 min−1和0.031 min−1，说明紫外光对PDS的活化效率远高于H2O2.
Fe-MCM-41光催化活化H2O2和PDS时，H2O2分子受空间位阻和电性影响微弱，能顺利通过Fe-MCM-41内部孔道并与活性组分充分接触而被高效活化；而PDS同时受到很强的空间位阻和电性排斥影响，难以高效通过催化剂孔道进入催化剂内部，同时催化剂会对紫外光造成遮挡，导致其不能被有效活化. 因此，UV+H2O2+Fe-MCM-41体系降解金橙Ⅱ的动力学常数为0.026 min−1，较UV+H2O2体系提升了52.9%；而UV+PDS+Fe-MCM-41体系降解金橙Ⅱ的动力学常数为0.028 min−1，较UV+PDS体系有所下降.
Cu-MCM-41构型为同晶替换和孤岛共存型，其光催化活化H2O2和PDS时会受到催化剂构型、空间位阻和电性的三重影响. H2O2分子虽然受空间位阻和电性影响较小，能高效通过Cu-MCM-41孔道与活性组分充分接触，但铜离子对H2O2的活化能力微弱[28]，且催化剂会对紫外光造成遮挡，因此UV+H2O2+Cu-MCM-41体系中H2O2不能被有效活化；而PDS分子虽然受到较强的空间位阻和电性排斥干扰，不能高效通过孔道，但催化剂表面和孤岛组分CuO对PDS有较强的活化能力[29 − 30]，所以Cu-MCM-41能高效活化PDS降解金橙Ⅱ. 由表1可见，UV+H2O2+Cu-MCM-41体系降解金橙Ⅱ的动力学常数仅为0.015 min−1，较UV+H2O2体系有所下降；而UV+PDS+Cu-MCM-41体系降解金橙Ⅱ的动力学常数达到了0.043 min−1，较UV+PDS体系提升了38.7%.
金橙Ⅱ在各体系中反应开始时和反应180 min时的矿化情况如图7所示，根据反应前后体系的TOC值可以计算不同体系反应180 min时金橙Ⅱ的矿化率. Fe-MCM-41和Cu-MCM-41对金橙Ⅱ有一定的吸附作用，使得反应开始时（暗吸附平衡）不同体系的TOC值略有差异. 近中性UV+H2O2体系反应180 min时，加入Fe-MCM-41可以将矿化率由43%提高至57%，而加入Cu-MCM-41会使矿化率降至40%；近中性UV+PDS体系反应180 min时，加入Cu-MCM-41可以将矿化率由48%提高至76%，而加入Fe-MCM-41会使矿化率降至45%.
上述结果说明，在近中性和紫外光条件下，Fe-MCM-41是活化H2O2的高效催化剂，而Cu-MCM-41是活化PDS的高效催化剂.
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通过淬灭实验研究各体系活性基团对金橙Ⅱ降解过程的贡献，结果如图8所示. 对于UV+H2O2+Fe-MCM-41体系，以异丙醇作为淬灭剂进行了淬灭实验. 异丙醇是·OH良好的淬灭剂，其与·OH的反应速率高达1.9×1010 L·（mol·s）−1[31]. 加入过量异丙醇后体系中金橙Ⅱ的降解几乎被完全抑制，说明UV+H2O2+Fe-MCM-41体系中·OH是降解金橙Ⅱ最主要的活性基团.
对于UV+PDS+Cu-MCM-41体系，分别以L-组氨酸（1O2、SO4−·和·OH的淬灭剂）[32 − 33]、乙醇（SO4−·和·OH的淬灭剂）[34 − 35]和叔丁醇（·OH的淬灭剂）[34 − 35]作为淬灭剂进行淬灭实验. L-组氨酸是1O2的淬灭剂（反应速率为 3.2 × 107 L·（mol·s）−1），其也能与SO4−·（反应速率为 2.5 × 109 L·（mol·s）−1）和·OH（反应速率为 5.0 × 109 L·（mol·s）−1）发生反应[32 − 33]. 乙醇与SO4−·和·OH的反应速率分别为1.6× 107—7.8 × 107 L·（mol·s）−1和1.1× 109—2.8 × 109 L·（mol·s）−1，而叔丁醇与SO4−·和·OH的反应速率分别为4× 105—9.1 × 105 L·（mol·s）−1和3.6× 109—7.6 × 109 L·（mol·s）−1 [33 − 35]. 由图8b可见，UV+PDS+Cu-MCM-41体系中加入以上淬灭剂后，金橙Ⅱ的降解均受到一定程度的抑制. 其中，L-组氨酸抑制效果最为突出，金橙Ⅱ的降解速率常数降至0.002 min−1（基础k=0.043 min−1）；其次是乙醇，金橙Ⅱ的降解速率常数降至0.014 min−1；抑制效果最弱的是叔丁醇，金橙Ⅱ的降解速率常数仍有0.041 min−1. 以上结果说明，在UV+PDS+Cu-MCM-41体系中，主要活性物种为1O2和SO4−·.
为进一步鉴定体系生成的自由基，采用EPR对活性物种进行了测定. 以水为溶剂检测1O2、SO4−·和·OH，以二甲基亚砜（DMSO）为溶剂检测O2−·[36]，结果如图9所示. UV+H2O2+Fe-MCM-41体系仅观察到了DMPO-·OH（1:2:2:1）复合物特征峰信号[36 − 37]，说明该体系主要的活性物种为·OH. UV+PDS+Cu-MCM-41体系中检测到了DMPO-·OH（1:2:2:1）和DMPO-SO4−·（1:1:1:1:1:1）[36 − 37]，证明该体系反应过程中产生了·OH和SO4−·（·OH是由SO4−·与水反应生成[30,36]）. 另外，EPR图谱中观察到了DMPO-O2−·信号[38]，表明该体系反应过程中有O2−·生成. 同时TEMP-1O2（1:1:1）[33]特征峰信号出现证明该体系中确有1O2生成.
结合淬灭实验结果，可知UV+H2O2+Fe-MCM-41体系主要活性物种为·OH，UV+PDS+Cu-MCM-41体系主要活性物种为1O2和SO4−·.
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基于以上分析，得到中性条件下Fe-MCM-41和Cu-MCM-41光催化H2O2和PDS的构-效关系，结果如图10所示. 对于Fe-MCM-41，首先紫外光将催化剂上的≡FeⅢ光解还原成≡FeⅡ（式1）；H2O2受空间位阻和电性排斥影响小，能顺利通过催化剂内部孔道；催化剂表面和孔道内部的≡FeⅡ能与H2O2发生芬顿反应生成≡FeⅢ和·OH（式2）[21,39]；催化剂上≡FeⅡ与≡FeⅢ的循环促进了H2O2持续分解生成·OH进而降解金橙Ⅱ；PDS由于受到空间位阻和电性排斥的影响，难以进入Fe-MCM-41孔道之中，加上催化剂对紫外光的遮挡，导致UV+PDS+Fe-MCM-41体系中PDS不能得到有效活化.
对于Cu-MCM-41，首先紫外光将同晶替换于骨架中的≡CuⅡ和孤岛CuO上的≡CuⅡ光解还原成≡CuⅠ（式3）；PDS因为空间位阻和电性排斥难以进入催化剂孔道，但催化剂表面的≡CuⅠ和孤岛CuO上的≡CuⅠ可以快速活化S2O82-产生≡CuⅡ和SO4−·[40]（式4）；此外，过硫酸盐还可以进一步转化生成O2−·和1O2（式5-7）[33,36 − 37]；体系中生成的1O2和SO4−·能高效氧化降解金橙Ⅱ；H2O2虽然能自由进出催化剂孔道，但铜离子活化H2O2的效果极差，且催化剂会对紫外光造成遮挡，因此在UV+H2O2+Cu-MCM-41体系中H2O2不能被有效活化.
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（1）在室温下制备了Fe-MCM-41和Cu-MCM-41，表征结果证明Fe-MCM-41为同晶替换型催化剂，Cu-MCM-41为同晶替换和CuO孤岛共存型催化剂.
（2）中性条件下，H2O2受空间位阻和电性排斥影响小，能被Fe-MCM-41孔道内外铁离子高效光催化，但难以被Cu-MCM-41中同晶替换和孤岛的铜离子高效光催化；PDS由于受到空间位阻和电性排斥的影响，难以进入Fe-MCM-41和Cu-MCM-41孔道之中，但Cu-MCM-41表面和孤岛上的铜离子能高效光催化PDS.
（3）中性条件下，Fe-MCM-41能高效光催化H2O2产生·OH降解金橙Ⅱ，Cu-MCM-41则能高效光催化PDS产生1O2和SO4−·降解金橙Ⅱ. UV+H2O2体系中加入Fe-MCM-41，金橙Ⅱ的脱色速率提升了52.9%，反应180 min时体系矿化率从43%提高到了57%；UV+PDS体系中加入Cu-MCM-41，金橙Ⅱ的脱色速率提升了38.7%，反应180 min时体系矿化率从48%提高到了76%.
中性条件Fe/Cu-MCM-41光催化活化H2O2/PDS的构-效关系
The structure-activity relationship of Fe/Cu-MCM-41 on photocatalytic activation of H2O2/PDS under neutral condition
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摘要: 本文在室温下制备了Fe-MCM-41和Cu-MCM-41，利用XRD、BET、SEM和TEM等手段对催化剂进行了表征. 选取金橙Ⅱ为探针分子、H2O2和PDS作为氧化剂，构建了多相光催化氧化体系，研究中性条件下Fe-MCM-41和Cu-MCM-41光催化活化H2O2和PDS的构-效关系. 结果表明，Fe-MCM-41为同晶替换型催化剂，Cu-MCM-41为同晶替换和CuO孤岛共存型催化剂. 中性条件下，H2O2受空间位阻和电性排斥影响小，能被Fe-MCM-41孔道内外铁离子高效光催化产生·OH，但难以被Cu-MCM-41中同晶替换和孤岛的铜离子高效光催化；PDS由于受到空间位阻和电性排斥的影响，难以进入Fe-MCM-41和Cu-MCM-41孔道之中，但Cu-MCM-41表面和孤岛上的铜离子能高效光催化PDS产生1O2和SO4−·. UV+H2O2体系中加入Fe-MCM-41，金橙Ⅱ的脱色速率提升了52.9%，反应180 min时体系矿化率从43%提高到了57%；UV+PDS体系中加入Cu-MCM-41，金橙Ⅱ的脱色速率提升了38.7%，反应180 min时体系矿化率从48%提高到了76%. 本研究为介孔分子筛光催化剂的开发利用提供理论依据.Abstract: In this study, Fe-MCM-41 and Cu-MCM-41 were synthesized at room temperature and were characterized by XRD, BET, SEM and TEM techniques. In the heterogeneous photocatalytic oxidation system, Fe-MCM-41 and Cu-MCM-41, Orange Ⅱ, H2O2 and PDS were selected as catalysts, modal pollutant and oxidants, respectively. The structure-activity relationship of Fe-MCM-41 and Cu-MCM-41 on photocatalytic activation of H2O2 and PDS under neutral condition was discussed. The results showed that the configuration of Fe-MCM-41 was isomorphous substitution, and the configuration of Cu-MCM-41 was isomorphous substitution coexisting with CuO island. Under neutral condition, it was easy for H2O2 to enter the pore of Fe-MCM-41 or Cu-MCM-41 since H2O2 was less influenced by steric hindrance and electrical repulsion. ·OH could be efficiently generated through H2O2 photo-activation by iron ions inside and outside the pore of Fe-MCM-41, but it was difficult for H2O2 to be efficiently catalyzed by copper ions in Cu-MCM-41. It was hard for PDS to enter the pore of Fe-MCM-41 or Cu-MCM-41 due to the higher steric hindrance and electrical repulsion under neutral condition, but the copper ions on the surface of Cu-MCM-41 and CuO island could efficiently photo-activate PDS to produce 1O2 and SO4−·. When Fe-MCM-41 was added into UV+H2O2 system, the enhanced efficiency of Orange Ⅱ decolorization rate could reach 52.9%, and its mineralization increased from 43% to 57% at 180 min. When Cu-MCM-41 was added into UV+PDS system, the enhanced efficiency of Orange Ⅱ decolorization rate could reach 38.7%, and its mineralization increased from 48% to 76% at 180 min. This study provided a theoretical basis for the development and utilization of mesoporous molecular sieve photocatalysts.
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Key words:
- MCM-41 /
- H2O2 /
- PDS /
- photocatalytic activation /
- structure-activity relationship.
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电化学厌氧消化（electrochemical anaerobic digestion，EAD）是一种利用微生物电解池（microbial electrolysis cell，MEC）的耦合厌氧消化（anaerobic digestion，AD）的新技术，其原理是利用MEC的制氢功能，对系统内的二氧化碳（CO2）进行固定和转化，生成更多的CH4，从而减少CO2的排放[1]，并极大地提高了CH4的转化率和沼气的品质[2]，所以，EAD作为一种新型的沼气制备技术，因其具有甲烷转化率高、能量回收率高、能耗低、适用于多种有机废弃物和废水的降解等优势而受到了广泛的关注，是目前AD领域的最新发现[3-5].
但不管是AD，还是EAD，绝大多数相关研究仍然停留在提高消化能力或者副产物的产率等方面[6-8]，很少涉及代谢过程的研究. 代谢通量分析（metabolic flux analysis，MFA）是一项研究胞内代谢状态和分析系统代谢能力的强有力技术，通过MFA：（1）可以确定细胞或者系统内存在的不同代谢途径，明确物质的流向和流量[8]；（2）可以计算胞内的中间产物的通量，对未知途径加以辨别[9]；（3）可以识别代谢节点的刚柔性[10]，和对环境扰动的影响做出评价，从而对代谢途径中具有特殊地位的途径实施有效调控[11]（如优化目标产物代谢途径、计算最大理论转化率等[12]）. 因此，本文将利用MFA中的通过通量平衡分析（flux balance analysis，FBA）的方法，构建EAD代谢网络，研究EAD代谢网络中的相关代谢途径的通量分布信息.
在代谢通量分析中，通量是反映各代谢产物在整个代谢网络中参与程度的重要参数[7]，可以依据通量的大小评价各代谢途径在整个代谢网络中所发挥的作用[13]. 然而由于EAD代谢网络中的相关代谢途径，往往是在相应的酶催化下进行的，在EAD代谢途径中，乙酸的形成和转化是EAD产甲烷过程中最为关键的节点. 乙酸的形成主要的途径是乙酰辅酶A通过磷酸转乙酰酶（PTA）转化为乙酰基-P，然后再通过乙酸激酶（AK）从乙酰基-P转化为乙酰基-P，AK催化反应产生ATP[14]. 厌氧消化EMP途径所产生的丙酮酸转化为乙醛和二氧化碳，然后乙醛通过ADH还原成乙醇[15]. 丁酸的产生则与磷酸转丁酰酶（PTB）与丁酸激酶相关. 此外，ADP/ATP转运酶也发挥着重要的作用. ADP/ATP转运酶又被称为腺嘌呤核苷酸易位子或ADP/ATP载体蛋白，ADP/ATP转运酶通过ADP 与ATP相互转化产生能量从而为细胞提供能量[16]. 而在乙酸转化中，CoF420参与产甲烷菌中的氧化还原反应，充当电子载体. CoF430是甲基辅酶M还原酶的辅助因子，在甲烷生成的最后一步释放甲烷. 而辅酶M是古菌产甲烷菌代谢中甲基转移反应所需的辅酶.
综上所述，利用FBA不仅可以对EAD系统的代谢过程进行表征，还能对代谢通量进行分析和直观地了解代谢网络中不同代谢途径的产物生成情况以及代谢关键节点处的酶活性变化水平.
1. 实验部分（Experimental section）
1.1 实验装置
EAD实验装置由 电解电流及电压记录单元、 EAD反应单元和排水集气单元组成，EAD反应单元主要包含400 mL的发酵罐，其中电极距离为3.0 cm，一端的电极片完全地浸于发酵液中，另一端通过导线与宽屏无纸记录仪（SIN-R7000A，中国）相连；在EAD系统中，阳极为石墨电极，阴极为铂电极，参比电极为饱和的Ag/AgCl电极. EAD实验装置如图1所示.
图 1 EAD实验装置Figure 1. EAD experimental setupa. 电解电流及电压记录单元，b. EAD反应单元，c. 排水集气单元a. electrolysis current and voltage recording unit, b. EAD reaction unit, c. drainage gas gathering unit.1.2 接种物、缓冲营养液和微量元素液
厌氧活性污泥来自云南师范大学昆明实验室通过猪粪厌氧发酵. 经检测，pH值为8.07，TS为17.11%，VS为10.08%.
缓冲营养液配比：NaH2PO4∙2H2O（5.54 g·L−1）、Na2HPO4∙12H2O（23.09 g·L−1）、KCl（0.26 g·L−1）和NH4Cl（0.62 g·L−1）.
微量元素液配比：Na2WO4∙2H2O（0.03 g·L−1）、NaCl（1 g·L−1）、FeCl2∙7H2O（0.07 g·L−1）、CuSO4∙5H2O（0.01 g·L−1）、NiCl2∙6H2O（0.02 g·L−1）、C6H9NO6（1.50 g·L−1）、MgSO4（3.00 g·L−1）、AlK（SO4）2∙12H2O（0.01 g·L−1）、ZnCl2（0.13 g·L−1）、CaCl2∙2H2O（0.10 g·L−1）、H3BO3（0.01 g·L−1）、MnCl2∙4H2O（0.60 g·L−1）、CoCl2∙6H2O（0.10 g·L−1）、Na2MoO4（0.03 g·L−1）和复合维生素（1 粒·L−1）.
1.3 实验方法
EAD实验设置3个实验组，每组3个平行. 首先在每个实验组的发酵罐中添加：葡萄糖1.0 g，接种物120.0 g，缓冲营养液100.0 mL，微量元素液10.0 mL，再补加蒸馏水使物料的总质量为360.0 g；其次将密封好的发酵罐连接气体收集装置，再利用高纯氮排出体系内的溶解氧和空气（通气时间为3 min），使EAD体系处于厌氧状态；最后施加恒定电压1.0 V，进行培养.
培养阶段：将发酵罐置于恒温磁力搅拌器中，设置温度为30.0 ℃；每天监测pH值变化，待其恢复到7.0左右，立即添加等量的葡萄糖将体系培养至稳定.
扰动阶段：培养阶段结束后，测定发酵液中底物和代谢产物的浓度，同时记下该时间点为扰动的初始点，随后添加1.0 g的葡萄糖，施加扰动后，通过监测体系中底物的消耗量和代谢产物的生成量，然后进行代谢通量分析.
1.4 常规检测分析
日产气量：采用排水法法，每天定时记录产气量. TS和VS：在（105±5）℃下干燥并在（550±10）℃下马弗炉燃烧1 h后，测量污泥的. pH值：采用pH计（HAOSHI H-1008A，中国）.
VFAs：样品经离心分离，取上清液，采用气相色谱仪（FULI, GC9790II，中国），以FID为检测器进行测量[17]. 色谱柱为KB- FFAP（30 m×0. 32 mm×0. 25 μm）毛细管柱.
气体含量：采用气相色谱仪（FULI, GC9790II，中国），以TCD 检测器对H2、CH4和CO2含量进行测量. 色谱柱为TDX-01填充柱. 葡萄糖含量：采用3,5-二硝基水杨酸比色法测定[18].
1.5 酶活测量与分析
酶活测量采用改良的双抗体夹心酶联免疫吸附测定（ELISA）方法[19-21]在测量过程中，以ADP/ATP转运酶、磷酸转乙酰酶（PTA）、乙酸激酶（AK）、磷酸转丁酰酶（PTB）、丁酸激酶（BK）、辅酶M（CoM）、甲基丙二酰CoA变位酶（MCM）、辅酶F420（F420）、辅酶F430（F430）为标准酶. 检测时在酶标包被板上设定空白孔、标准孔、待测样品孔. 空白孔不加样品及标准酶，作为对照，标准孔加标准酶，待测样品孔中先加酶试剂盒中的样品稀释液，然后再加待测样品. 按照酶试剂盒说明书进行操作，最后采用Epoch酶标仪在450 nm波长下进行测定，以空白孔调零依序测量各孔的吸光度（OD值），并通过标准曲线计算样品中酶的活性.
1.6 通量分析
通量分析采用通量平衡分析（FBA）的方法，采用代谢通量分析软件Cell Net Analyzer进行代谢网络的构建及分析. FBA是MFA中基于质量守恒的代谢过程研究常用的一种数学建模分析法[22]，在拟稳态条件下，模型中代谢产物处于平衡状态，此时，可将代谢物的通量描述为一个线性方程，只需对底物和相关产物的浓度变化进行测量，再采用线性规划或者计量矩阵分析方法则可确定每种产物的代谢通量[23].
2. 结果与讨论 （Results and discussion）
2.1 EAD培养阶段的产气及含量分析
EAD反应过程中产气特性的变化是表征反应器效能的重要因素. 图2为培养过程中的产气变化情况，从图2可以发现，在反应器启动阶段，气体中以CO2为主，随着反应器的运行，产甲烷菌逐渐生长富集. 在稳定阶段，其甲烷含量最高可以达到55%左右，葡萄糖厌氧消化中理论产甲烷含量在50%左右，也就是说，MEC的引入明显提升了葡萄糖的理论产甲烷率，而且此时CO2的含量降低到11%左右，明显的降低了CO2的排放. 在反应器稳定后，日产气量也得到了明显的提升，从最初的50 mL·d−1左右增加到了200 mL·d−1左右. 对于氢气含量，除启动阶段有氢气产生外，反应中后期基本没有氢气产生，这可能是由于前期pH较低，适于产氢菌的生长，中后期pH值恢复较快，可以迅速恢复至已6.5以上，不利于产氢菌的生长，导致氢气含量极低. 此外，也可能是由于电化学辅助促进了H2还原CO2途径产甲烷，使得反应器中的H2迅速被噬氢产甲烷菌消耗，从而提高了CH4的含量，降低了H2的含量.
图 2 EAD培养阶段中产气体积及气体组分含量Figure 2. Gas production volume and gas component content in EAD operation stage2.2 EAD培养阶段的VFAs的分析
VFAs是厌氧消化中重要的中间产物，其产生和分解过程受多种因素影响，同时也关系到EAD产甲烷过程的稳定性. EAD体系中 VFAs的浓度一旦超过 200 mmol·L−1 就有可能发生酸抑制问题[24]，并对产甲烷过程产生严重的影响，然而本次实验研究并未出现VFAs累积的现象. 图3显示了EAD培养过程中各短链有机酸的变化情况. 从图3可以看出，各短链有机酸的变化与底物补充时间相关，培养前期VFAs波动较大且浓度较高，但15 d后，因阳极上形成了电活性微生物膜，致使VFAs能够在阳极表面降解，尽管进料时间间隔缩短为3 d，也没有产生VFAs累积，表明EAD具有较强的抗酸化的能力.
图 3 EAD运行阶段中VFAs的含量变化Figure 3. Changes in the content of VFAs during the EAD operation stage在厌氧消化中丁酸累积是抑制厌氧消化的重要因素之一，由于丁酸的产氢产乙酸过程必须依赖氢还原CO2产甲烷过程，否则本身不能自发进行，一旦产氢产乙酸和产甲烷过程失衡，将会产生严重的丁酸抑制作用。然而在EAD中丁酸的降解除了依赖氢还原CO2产甲烷过程外，还可以在电活性微生物的作用下，在电极表面降解. 在这条途径中，丁酸分解为CO2、H+和电子， H+向阴极迁移在阴极上获得电子而形成H2，这部分H2同样被氢营养型产甲烷菌利用还原CO2，加强H2还原CO2产甲烷途径.
2.3 代谢网络构建
对于纯培养体系而言，由于体系内菌种单一，代谢产物和途径比较明确，构建与之相对应的代谢网络相对比较容易. 但对于复杂的混合培养而言，特别是像EAD这种由多种微生物构成的体系，变量较多，对于代谢网络的构建及分析难度较大[25]，为了使代谢通量分析能适用于混合体系，提出了“统一微生物”这一个概念[26]，同时国内外一些学者已经在部分混合体系中作了应用上的尝试，并且成功地建立了发酵制氢体系的代谢网络[27]，还有在新型多级厌氧甲烷反应器中也进行了FBA的研究[28]，但还需进一步地完善，才能使其适用于EAD的混合培养体系中. EAD是在AD中引入MEC，由于MEC的引入，使H+向阴极迁移，在阴极上生成H2，这在AD基础上增加了一条重要的产氢途径. 根据相关研究表明[9, 12]，在严格的厌氧条件下，丙酮酸几乎不会流向三羧酸循环，甲酸也不是所有严格厌氧菌都能产生. 结合相关研究[29-33]，构建了如图4所示的EAD代谢网络该网络包含了37个主要的代谢反应式，每一步的代谢的具体生化反应过程如表1所示.
表 1 EAD体系葡萄糖代谢过程包含的主要生化反应Table 1. The main biochemical reactions included in the glucose metabolism process of the EAD systemNO. 反应式 Equation NO. 反应式 Equation R1 GLC+PEP ∀ G6P + Pyr R20 HPr + 2 H2O ∀ HAc + CO2 +3 H2 R2 NADH + Pyr ∀ HLa + NAD R21 HBu + 2 H2O ∀ 2 HAc + 2 H2 R3 Pyr + NADH ∀ NAD + HFo +AcCoA R22 HPr = HPr （ext） R4 2 Fd + Pyr + CoA ∀ CO2 + AcCoA + 2 FdH R23 EtOH+ HPr ∀ Hva （ext） + H2O R5 2 Fd + NADH = 2 FdH + NAD R24 HFo = HFo （ext） R6 NADPH + NAD ⇌ NADH + NADP R25 CO2 = CO2 （ext） R7 2 NADH = H2 + 2 NAD R26 CO2 + 4 H2 = CH4 + 2 H2O R8 2 FdH = H2 + 2 Fd R27 H2 = H2 （ext） R9 HLa = HLa （ext） R28 2 AcCoA + H2 ∀ PrOH（ext） +2 CoA + CO2 R10 HLa + NADH ∀ HPr + NAD R29 HAc ∀ CO2 + CH4 R11 HFo ∀ CO2 + H2 R30 HAc = HAc （ext） R12 AcCoA + ADP + iP ∀ATP + HAc + CoA R31 EtOH = EtOH （ext） R13 AcCoA + 2 NADH ∀ EtOH + CoA + 2 NAD R32 HBu + EtOH ∀ HCa （ext） + H2O R14 2 AcCoA + NADH ⇌ CoA + H2O + CroCoA + NAD R33 HBu = HBu （ext） R15 CroCoA + 2 Fd + NADH ∀ ButCoA + 2 FdH + NAD R34 HBu + 2 NADH ∀ BuOH（ext） + CoA + 2 NAD R16 CroCoA + NADH ∀ ButCoA + NAD R35 Pyr ⇌ Pyr （ext） R17 ButCoA + ADP + iP ∀ HBu + ATP + CoA R36 CH4 = CH4 （ext） R18 2 CO2 + 4 H2 ∀ HAc +2 H2O R37 2 H+ + 2 e- = H2 R19 EtOH + 2H2O ∀ 4 H+ + HAc 注：iP为磷酸根离子，CoA为辅酶A，H+为氢离子，e-为转移电子或者电解协助装置提供的电子. Note: iP is the phosphate ion, CoA is the coenzyme A, H+ is the hydrogen ion, and e- is the electron provided by the transfer electron or electrolysis assistance device. | Show Table
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2.4 电压扰动对EAD产甲烷代谢通量的影响
在培养阶段中，当EAD运行稳定后，从取样口取样，检测残余葡萄糖和相关代谢物的含量，然后添加1 g的葡萄糖，以此时的状态为FBA的初始状态，实施电压扰动. 在对照组电压为1.0 V的基础上，扰动组1电压降低至0.6 V，而扰动组2增加至1.4 V. 14 h后，再次检测残余葡萄糖和相关代谢物，产气量和气体含量. 经过计算得到EAD扰动前后的发酵液中代谢产物的净生成速率，如表2所示.
表 2 EAD体系中关键代谢物的净生成速率①（mmol·L−1·h−1）Table 2. Net formation rate of key metabolites in EAD system①（mmol·L−1·h−1）代谢物Metabolites 对照组1.0 VControl group 1.0 V 扰动组0.6 VDisturbance group 0.6 V 扰动组1.4 VDisturbance group 1.4 V 葡萄糖② 1.1274 ± 0.0154 1.0958 ± 0.0055 1.1195 ± 0.0175 甲 酸 0.0032± 0.0000 0.0086 ± 0.0021 0.0093± 0.0026 乙 酸 0.7511 ± 0.1440 0.5229 ± 0.0770 0.7064 ± 0.1202 丙 酸 0.1061 ± 0.0096 0.0860 ± 0.0049 0.0902 ± 0.0023 丁 酸③ 0.4180± 0.0335 0.4218± 0.0391 0.4026 ± 0.0201 乳 酸 0.0107 ± 0.0046 0.0081 ± 0.0035 0.0128 ± 0.0056 丙酮酸 0.0156 ± 0.0037 0.0335± 0.0074 0.0261 ± 0.0171 戊 酸④ 0.0230 ± 0.0107 0.0107 ± 0.0046 0.0277 ± 0.0093 己 酸 0.0000 ± 0.0000 0.0000 ± 0.0000 0.0000 ± 0.0000 乙 醇 0.0173 ± 0.0014 0.0092 ± 0.0019 0.0160 ± 0.0067 丙 醇 0.0000 ± 0.0000 0.0000 ± 0.0000 0.0000 ± 0.0000 丁 醇 0.0000 ± 0.0000 0.0000 ± 0.0000 0.0000 ± 0.0000 CO2 0.2258 ± 0.0229 0.2255 ± 0.0376 0.2716 ± 0.0071 CH4 0.2947 ± 0.0127 0.4909 ± 0.0515 0.3924 ± 0.0293 H2 0.0281 ± 0.0231 0.0228 ± 0.0137 0.0039 ± 0.0024 注：表2中的实验数据①为电压扰动实验组的主要代谢物的净生成速率；葡萄糖②的测量值代表底物的净摄取速率；丁酸③为正丁酸和异丁酸的总和，戊酸④为正戊酸和异戊酸的总和. Note: The experimental data① in Table 2 are the net production rates of major metabolites in the voltage disturbance group; The measured value of glucose② represents the net uptake rate of substrate; Butyrate③ is the sum of n-butyrate and isobutyrate, valerate④ is the sum of n-valerate and isovalerate. | Show TableDownLoad:
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根据表2中的净生成速率，采用运行Cell Net Analyzer软件，获得EAD代谢通量分布信息，如图4所示，并以H2、CO2、HAc和CH4代谢物进行评价.
在0.6 V扰动下，NADH通量明显优于1.4 V电压扰动，且此条件下最终产物甲烷通量达到43.52，明显高于1.0 V和1.4 V下的26.14和34.81. 由图4可知，H2的代谢途径主要形成途径为：R7、R20、R21和R37. 由通量值可知，EAD中H2主要来源于电极反应R37，和丁酸降解为乙酸的途径R21，其次是NADH平衡调节产氢R7. CH4为最终的目标代谢物，主要由H2还原CO2途径R26和乙酸转化途径R29两条途径形成. EAD体系中CH4的合成途径是以乙酸转化途径占主导地位，其次为H2还原CO2途径，1.0 V下EAD体系的这两条途径的占CH4产生总量的64.95%和35.05%. 0.6 V和1.4 V扰动下，通过H2还原CO2产生的产甲烷（R26）分别占13.44%和12.76%，相比对照组5.97%均有所提高，表明电压扰动使得EAD产甲烷代谢途径偏向了氢营养型产甲烷. 值得注意的EAD产甲烷系统明显产生了甲酸，但根据代谢通量，CH4和H2并无一来源于甲酸，说明EAD反应体系中可能没有噬甲酸型产甲烷菌存在. 最终产物H2大多由EAD中的阴极产生，但在最终产物中，氢气通量明显下降，说明H2还原为CH4（R26）的途径较为活跃. 本次从发酵液代谢物中未检测到己酸、丙醇和己酸盐. 乙酸的来源有R12、R18、R19、R20和R21途径. 通量值表明乙酰辅酶A转化是乙酸最主要的来源，其次是丁酸转化、H2还原CO2、乙醇转化和丙酸转化. 其通量大小受多个中间产物的影响，但在电压扰动（0.6 V和1.4 V）下，其通量明显增大，其中以0.6 V扰动增幅最大，说明反应器中的产酸微生物在此时相对较活跃. 乳酸和乙醇的产生不利于H2的生产，图中0.6 V扰动下的乳酸通量较高，这也可能是导致了H2较低的原因之一.
2.5 酶活水平变化
表3为葡萄糖代谢过程中关键酶活性的变化. 其中ADP/ATP转运酶的活性，0.6 V和1.4 V扰动时的酶活性均高于对照组1.0 V 的239.28 IU·L−1. ADP/ATP是能量代谢的载体，为微生物生长和繁殖提供能量基础. 当电压扰动时，需要大量能量来使微生物群落发生转变，因此ADP/ATP转运酶酶活性增加. 在乙酸代谢途径中首要的是乙酸的活化，它需要由乙酸激酶AK和磷酸转乙酰酶PTA的先后催化来进行. 在ATP参与下由乙酸激酶AK催化，乙酸被磷酸化为乙酰磷酸，然后乙酰磷酸再在磷酸转乙酰酶PTA催化下生成乙酰辅酶A，进行乙酸代谢[34-35]. 但从图5中可以看出，所产生的乙酸大部分都R12途径逆反应生成乙酰辅酶A，其中当进行0.6 V扰动时，R12逆反应通量最大，这与在0.6 V时PTA活性达到115.69 U·L−1检测结果相吻合. 当进行电压扰动时，EAD体系内在乙酸代谢中PTA和AK的酶活调节现象相似，有研究表明[36]当谷氨酸棒杆菌生长在以乙酸（取代葡萄糖）为碳源的培养基上时，PTA和AK酶活性明显提高，该现象是微生物碳代谢中葡萄糖效应的具体体现，表明酶在基因表达环节上可能存在葡萄糖基质上的负调控效应或乙酸基质上的正调控效应. 降低电压，PTA与AK酶活性增加. PTB和BK酶与丁酸产生有关，由图5代谢通量可知，丁酸的产生是从乙酰基通过PTB与BK的共同催化所形成. 在丁酸代谢中，PTB催化反应产生大量的丁酰辅酶A，但产生的丁酸大部分却通过R21转化为乙酸. 在0.6 V扰动下，PTB的酶活性352.19 U·L−1，明显高于对照组310.19 U·L−1和1.4 V的338.04 U·L−1，但BK酶活性，对照组1.0 V的酶活性52.59 U·L−1，要略高于0.6 V的50.92 U·L−1. PTB酶活性高于BK，这是由于PTB需要先将丁酰辅酶A转化为在丁酰磷酸，最终再由BK催生与ADP反应形成丁酸和ATP. 而BK在1.0 V与0.6 V酶活性差异不大，这是可能是由于电压BK影响不大. 辅酶M在甲烷形成的最终反应步骤中充当甲基的载体. CoM的化学结构虽然很简单，但在甲基还原酶的反应体系中却有高度的专一性，因此在进行电压扰动时，辅酶M的酶活性变化差异不大. 值得一提是，MCM酶活性变化与CoM酶活性变化相似. 在丙酮酸转化为丙酸代谢过程中，关键酶为MCM，在电压扰动下，酶活性变化差异较小. 结合图6中的产丙酸代谢通量图可以看出，丙酸通量变化也差异较小，说明酶活性与所构建的代谢通量有较好的相关性. CoF420在产甲烷途径中电子载体，而CoF430产甲烷古菌形成甲烷最后步骤作为甲基载体的四吡咯化合物，因此产甲烷的总通量应当取决于CoF420与CoF430共同酶活性，在0.6 V电压扰动下，总酶活性为63.01 IU·L−1，对照组为56.94 IU·L−1，1.4 V扰动为59.57 IU·L−1，这与图5中产甲烷代谢通量中，0.6 V时产甲烷最多，1.4 V次之，对照组最少结果相吻合.
表 3 代谢途径中关键酶活性水平的变化Table 3. Changes in activity levels of key enzymes in metabolic pathways酶名称Enzyme 对照组1.0 VControl group 1.0 V 扰动组0.6 VDisturbance group 0.6 V 扰动组1.4 VDisturbance group 1.4 V 单位Unit ADP/ATP转运酶 239.28±23.54 337.04±7.88 344.23±7.54 IU·L−1 磷酸转乙酰酶（PTA） 99.78±6.39 115.69±11.32 97.69±7.50 U·L−1 乙酸激酶（AK） 106.26±24.23 151.38±28.81 120.25±28.93 U·L−1 磷酸转丁酰酶（PTB） 310.19±1.29 352.19±12.66 338.04±22.08 U·L−1 丁酸激酶（BK） 52.59±6.63 50.92±0.90 36.08±4.89 U·L−1 辅酶M（CoM） 173.84±17.97 191.01±23.53 176.85±12.82 U·L−1 甲基丙二酰CoA变位酶（MCM） 58.17±4.06 51.71±2.71 54.20±3.09 U·L−1 辅酶F420（CoF420） 40.38±2.22 43.72±4.37 36.86±6.48 IU·L−1 辅酶F430（CoF430） 16.56±2.05 19.29±1.55 22.71±2.14 IU·L−1 | Show TableDownLoad:
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3. 结论（Conclusion）
本研究通过外加电压对EAD体系扰动过程中代谢通量的影响，对EAD代谢网络通量上的变化结合关键酶活性的变化，进一步分析电压扰动对EAD系统代谢产物生成上的提高或者降低提供理论依据，由通量分析结果可知，EAD体系中并没有很高的H2生成，相反，EAD体系中产甲烷能力得到提高. 原因可能是由于电解协助装置的引入，极大地促进H2的产生，随后，所产生的H2被用来还原CO2产乙酸和产甲烷的代谢过程，进而提升了EAD系统的产甲烷能力. 结合关键节点处酶活性变化，酶活性与代谢通量有着较好的相关性. 在进行电压扰动时，ADP/ATP转运酶、PTA与AK、PTB与BK，这些酶活性均随电压变化而产生较大的差异. 而CoM与MCM酶活性，具有高度专一性的酶，随电压扰动变化不大. 在0.6 V电压扰动下，CoF420与CoF430酶活性与产甲烷代谢通量变化相吻合.
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图 1 MCM-41、Fe-MCM-41和Cu-MCM-41的XRD图谱
Figure 1. XRD patterns of MCM-41,Fe-MCM-41 and Cu-MCM-41
图 2 MCM-41（a）、Fe-MCM-41（b）和Cu-MCM-41（c）的SEM图及Fe-MCM-41（d）和Cu-MCM-41（e）的mapping照片
Figure 2. SEM images of MCM-41（a）,Fe-MCM-41（b）,Cu-MCM-41（c）and mapping images of Fe-MCM-41（d）and Cu-MCM-41（e）
图 3 MCM-41（a、d），Fe-MCM-41（b、e），Cu-MCM-41（c、f）的TEM照片
Figure 3. TEM images of MCM-41（a, d）,Fe-MCM-41（b, e） and Cu-MCM-41（c, f）
图 5 Fe-MCM-41和Cu-MCM-41在不同pH下的zeta电位
Figure 5. Zeta potential of Fe-MCM-41 and Cu-MCM-41 at different pH values
图 6 不同体系下金橙Ⅱ的脱色情况（[Orange Ⅱ]=0.2 mmol∙L−1, pH=6.8, T=30 ℃, 催化剂=1 g·L−1, 紫外灯功率=5 W, H2O2或PDS =10 mmol·L−1）
Figure 6. Discoloration of Orange Ⅱ under different systems
图 7 反应前后不同体系反应液的TOC值
Figure 7. TOC values of reactive liquids in different systems before and after the reaction
图 8 不同体系中淬灭剂对金橙Ⅱ脱色的影响
Figure 8. Effect of quencher on the degradation of Orange Ⅱ under different systems
图 9 DMPO-·OH/SO4−·/O2−·和TEMP-1O2的EPR图谱
Figure 9. EPR spectra of DMPO-·OH/SO4−·/O2−· and TEMP-1O2
图 10 Fe-MCM-41和Cu-MCM-41光催化活化H2O2和PDS的构-效关系
Figure 10. Structure-activity relationship of Fe-MCM-41 and Cu-MCM-41 on photocatalytic activation of H2O2 and PDS
表 1 不同体系中金橙Ⅱ脱色的一级动力学常数
Table 1. The first order kinetics of Orange Ⅱ degradation under different systems
反应体系Reaction system k/min−1 R2 UV+H2O2 0.017 1.000 UV+H2O2+Fe-MCM-41 0.026 0.981 UV+H2O2+Cu-MCM-41 0.015 0.997 UV+PDS 0.031 0.991 UV+PDS+Fe-MCM-41 0.028 0.993 UV+PDS+Cu-MCM-41 0.043 0.992
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-
[1] SARAVANAN A, DEIVAYANAI V C, KUMAR P S, et al. A detailed review on advanced oxidation process in treatment of wastewater: Mechanism, challenges and future outlook[J]. Chemosphere, 2022, 308: 136524. doi: 10.1016/j.chemosphere.2022.136524 [2] WANG L Y, LUO D, YANG J P, et al. Metal-organic frameworks-derived catalysts for contaminant degradation in persulfate-based advanced oxidation processes[J]. Journal of Cleaner Production, 2022, 375: 134118. doi: 10.1016/j.jclepro.2022.134118 [3] 钟欣, 吴迪, 张凯欣, 等. 光助Fe/BiOCl活化过硫酸盐降解橙黄Ⅱ[J]. 环境化学, 2019, 38(12): 2860-2868. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019070806 ZHONG X, WU D, ZHANG K X, et al. Photo-assisted activation of persulfate by using Fe/BiOCl for the degradation of azo dye Orange Ⅱ[J]. Environmental Chemistry, 2019, 38(12): 2860-2868 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019070806
[4] 张艺伟, 卫培垚, 陈建新, 等. 可见光下苯醌类化合物诱导磷酸铁芬顿反应的铁离子源汇机制[J]. 环境化学, 2023, 42(2): 635-645. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021102005 ZHANG Y W, WEI P Y, CHEN J X, et al. Iron-ion source and sink mechanism for Fenton reaction based on iron phosphate induced by benzoquinones under visible light[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(2): 635-645 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021102005
[5] ZHAO J J, SUN Y J, ZHANG Y, et al. Heterogeneous activation of persulfate by activated carbon supported iron for efficient amoxicillin degradation[J]. Environmental Technology & Innovation, 2021, 21: 101259. [6] LAM F L Y, YIP A C K, HU X J. Copper/MCM-41 as a highly stable and pH-insensitive heterogeneous photo-Fenton-like catalytic material for the abatement of organic wastewater[J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2007, 46(10): 3328-3333. [7] HUANG T Y, CHEN J B, WANG Z M, et al. Excellent performance of cobalt-impregnated activated carbon in peroxymonosulfate activation for acid orange 7 oxidation[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(10): 9651-9661. doi: 10.1007/s11356-017-8648-7 [8] 孙文静, 王亚旻, 卫皇曌, 等. Fe-MCM-41催化臭氧氧化间甲酚废水[J]. 环境科学, 2015, 36(4): 1345-1351. SUN W J, WANG Y M, WEI H Z, et al. Degradation of m-cresol with Fe-MCM-41 in catalytic ozonation[J]. Environmental Science, 2015, 36(4): 1345-1351 (in Chinese).
[9] ALAMGHOLILOO H, NAZARI S, ASGARI E, et al. Facile fabrication of Z-scheme TiO2/ZnO@MCM-41 heterojunctions nanostructures for photodegradation and bioactivity performance[J]. Journal of Molecular Liquids, 2022, 364: 119990. doi: 10.1016/j.molliq.2022.119990 [10] LIU D P, LIN M X, CHEN W R, et al. Enhancing catalytic ozonation activity of MCM-41 via one-step incorporating fluorine and iron: The interfacial reaction induced by hydrophobic sites and Lewis acid sites[J]. Chemosphere, 2022, 292: 133544. doi: 10.1016/j.chemosphere.2022.133544 [11] SCHLICHTER S, DENNEHY M, ALVAREZ M. Activation of peroxymonosulfate and persulfate by metal loaded mesoporous catalysts for orange G dye degradation[J]. Environmental Processes, 2019, 6(4): 805-818. doi: 10.1007/s40710-019-00389-4 [12] SUN X W, XU D Y, DAI P, et al. Efficient degradation of methyl orange in water via both radical and non-radical pathways using Fe-Co bimetal-doped MCM-41 as peroxymonosulfate activator[J]. Chemical Engineering Journal, 2020, 402: 125881. doi: 10.1016/j.cej.2020.125881 [13] DENG Y X, XU X D, WANG R, et al. Characterization and photocatalytic evaluation of Fe-loaded mesoporous MCM-41 prepared using iron and silicon sources extracted from iron ore tailing[J]. Waste and Biomass Valorization, 2020, 11(4): 1491-1498. doi: 10.1007/s12649-018-0460-1 [14] SCHLICHTER S, SAPAG K, DENNEHY M, et al. Metal-based mesoporous materials and their application as catalysts for the degradation of methyl orange azo dye[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2017, 5(5): 5207-5214. doi: 10.1016/j.jece.2017.09.039 [15] MUTO S, IMAI H. Relationship between mesostructures and pH conditions for the formation of silica-cationic surfactant complexes[J]. Microporous and Mesoporous Materials, 2006, 95(1/2/3): 200-205. [16] 范钧朝, 陈爱因, 陈诗, 等. 过渡金属Fe、Co、Ni介孔分子筛MCM-41催化剂的制备及其氧化性能[J]. 环境化学, 2016, 35(6): 1116-1124. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2016.06.2015102201 FAN J Z, CHEN A Y, CHEN S, et al. Synthesis of Fe, Co, Ni loaded MCM-41 mesoporous molecular sieves and their catalytic oxidation performance[J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(6): 1116-1124 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2016.06.2015102201
[17] 杨欢欢. 全氟羧酸化合物降解机理的DFT研究[D]. 镇江: 江苏科技大学, 2019. YANG H H. DFT study on the degradation mechanism of perfluorocarboxylic acid compounds[D]. Zhenjiang: Jiangsu University of Science and Technology, 2019 (in Chinese).
[18] LEE J, von GUNTEN U, KIM J H. Persulfate-based advanced oxidation: Critical assessment of opportunities and roadblocks[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(6): 3064-3081. [19] 刘路明, 高志敏, 邓兆雄, 等. 过硫酸盐的活化及其在氧化降解水中抗生素的机理和应用[J]. 环境化学, 2022, 41(5): 1702-1717. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021010601 LIU L M, GAO Z M, DENG Z X, et al. Activation of persulfate and its mechanism and application in oxidative degradation of antibiotics in water[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(5): 1702-1717 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021010601
[20] MELÉNDEZ-ORTIZ H I, PERERA-MERCADO Y, MERCADO-SILVA J A, et al. Functionalization with amine-containing organosilane of mesoporous silica MCM-41 and MCM-48 obtained at room temperature[J]. Ceramics International, 2014, 40(7): 9701-9707. doi: 10.1016/j.ceramint.2014.02.051 [21] 苗笑增, 戴慧旺, 陈建新, 等. 草酸根对α-FeOOH多相UV-Fenton催化能力的增效实验[J]. 环境科学, 2018, 39(3): 1202-1211. MIAO X Z, DAI H W, CHEN J X, et al. Experiment to enhance catalytic activity of α-FeOOH in heterogeneous UV-Fenton system by addition of oxalate[J]. Environmental Science, 2018, 39(3): 1202-1211 (in Chinese).
[22] FENG J Y, HU X J, YUE P L. Discoloration and mineralization of Orange II using different heterogeneous catalysts containing Fe: A comparative study[J]. Environmental Science & Technology, 2004, 38(21): 5773-5778. [23] GRÜN M, UNGER K K, MATSUMOTO A, et al. Novel pathways for the preparation of mesoporous MCM-41 materials: Control of porosity and morphology[J]. Microporous and Mesoporous Materials, 1999, 27(2/3): 207-216. [24] SHEN S H, CHEN J, KOODALI R T, et al. Activation of MCM-41 mesoporous silica by transition-metal incorporation for photocatalytic hydrogen production[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2014, 150/151: 138-146. doi: 10.1016/j.apcatb.2013.12.014 [25] 张安超, 张洪良, 宋军, 等. Mn-Co/MCM-41吸附剂表征及脱除烟气中单质汞研究[J]. 中国环境科学, 2015, 35(5): 1319-1327. ZHANG A C, ZHANG H L, SONG J, et al. Characterization and performance of Mn-Co/MCM-41 for elemental mercury removal from simulated flue gas[J]. China Environmental Science, 2015, 35(5): 1319-1327 (in Chinese).
[26] LAN B Y, HUANG R H, LI L S, et al. Catalytic ozonation of p-chlorobenzoic acid in aqueous solution using Fe-MCM-41 as catalyst[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 219: 346-354. doi: 10.1016/j.cej.2012.12.083 [27] SONG T H, LI G Q, HU R H, et al. Degradation of antibiotics via UV-activated peroxodisulfate or peroxymonosulfate: A review[J]. Catalysts, 2022, 12(9): 1025. doi: 10.3390/catal12091025 [28] 龙学军. 降解染料废水类Fenton新体系构建及机理研究[D]. 武汉: 武汉大学, 2015. LONG X J. A study on the construction and mechanism of the new Fenton-like system for degradation of dye waste water[D]. Wuhan: Wuhan University, 2015 (in Chinese).
[29] ZHANG T, CHEN Y, WANG Y R, et al. Efficient peroxydisulfate activation process not relying on sulfate radical generation for water pollutant degradation[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(10): 5868-5875. [30] 韩仪, 黄明杰, 周涛, 等. 氧化铜活化过硫酸盐的界面反应机理[J]. 环境化学, 2020, 39(3): 735-744. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019110101 HAN Y, HUANG M J, ZHOU T, et al. Interfacial reaction mechanism of copper oxide activating persulfate[J]. Environmental Chemistry, 2020, 39(3): 735-744 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2019110101
[31] 苏海英, 王盈霏, 王枫亮, 等. g-C3N4/TiO2复合材料光催化降解布洛芬的机制[J]. 中国环境科学, 2017, 37(1): 195-202. SU H Y, WANG Y F, WANG F L, et al. Preparation of g-C3N4/TiO2 composites and the mechanism research of the photocatalysis degradation of ibuprofen[J]. China Environmental Science, 2017, 37(1): 195-202 (in Chinese).
[32] SUN H Q, KWAN C, SUVOROVA A, et al. Catalytic oxidation of organic pollutants on pristine and surface nitrogen-modified carbon nanotubes with sulfate radicals[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2014, 154/155: 134-141. doi: 10.1016/j.apcatb.2014.02.012 [33] WANG Q, ZHOU D M, LIN K F, et al. Carbon nitride-based cuprous catalysts induced nonradical-led oxidation by peroxydisulfate: Role of cuprous and dissolved oxygen[J]. Chemical Engineering Journal, 2021, 419: 129667. doi: 10.1016/j.cej.2021.129667 [34] LEE H, LEE H J, SEO J, et al. Activation of oxygen and hydrogen peroxide by copper(II) coupled with hydroxylamine for oxidation of organic contaminants[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(15): 8231-8238. [35] 杨奕飞, 杨天学, 吴代赦, 等. 改性沼渣生物质炭活化过硫酸盐降解酚类性能[J]. 中国环境科学, 2022, 42(5): 2153-2160. YANG Y F, YANG T X, WU D S, et al. Study on the performance of modified biogas residue biomass charcoal to activate persulfate to degrade phenols[J]. China Environmental Science, 2022, 42(5): 2153-2160 (in Chinese).
[36] 雷倩, 许路, 艾伟, 等. CDs-BOC复合催化剂可见光下活化过硫酸盐降解典型PPCPs[J]. 环境科学, 2021, 42(6): 2885-2895. LEI Q, XU L, AI W, et al. CDs-BOC nanophotocatalyst activating persulfate under visible light for the efficient degradation of typical PPCPs[J]. Environmental Science, 2021, 42(6): 2885-2895 (in Chinese).
[37] KHAN A, ZHANG K K, SUN P, et al. High performance of the A-Mn2O3 nanocatalyst for persulfate activation: Degradation process of organic contaminants via singlet oxygen[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2021, 584: 885-899. doi: 10.1016/j.jcis.2020.10.021 [38] LI Y, LI L, CHEN Z X, et al. Carbonate-activated hydrogen peroxide oxidation process for azo dye decolorization: Process, kinetics, and mechanisms[J]. Chemosphere, 2018, 192: 372-378. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.10.126 [39] MAEZONO T, TOKUMURA M, SEKINE M, et al. Hydroxyl radical concentration profile in photo-Fenton oxidation process: Generation and consumption of hydroxyl radicals during the discoloration of azo-dye Orange Ⅱ[J]. Chemosphere, 2011, 82(10): 1422-1430. doi: 10.1016/j.chemosphere.2010.11.052 [40] ZHOU P, ZHANG J, LIANG J, et al. Activation of persulfate/copper by hydroxylamine via accelerating the cupric/cuprous redox couple[J]. Water Science and Technology2016, 73(3): 493-500. -
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