纳米零价铁降解水中17β-雌二醇的作用机制

2020-09-23杨硕余薇薇杨伦杜邦昊谢明原赵晨菊万巧玲潘伟亮

化工进展 2020年9期

杨硕，余薇薇，杨伦，杜邦昊，谢明原，赵晨菊，万巧玲，潘伟亮

（1 重庆交通大学河海学院，水利水运工程教育部重点实验室，重庆400074；2 国家城市供水水质监测网重庆监测站，重庆400060）

随着中国城市化进程和规模化畜禽养殖业的迅猛发展，大量天然类固醇雌激素（NSE）通过污水处理厂、养殖废水排放和沼液灌溉进入周边水体和土壤[1-2]，给自然环境带来严重威胁。NSE主要包括雌酮（E1）、17β-雌二醇（17β-E2）、17α-雌二醇（17α-E2）和雌三醇（E3）。因具有强烈的内分泌干扰性，传统污水处理工艺降解效果有限[3]，NSE的有效降解已成为世界各国研究的重要环境课题之一。其中17β-E2 具有雌激素活性最高、稳定性较强、自然水体中广泛检出等特点[4]，环境危害性最大。近年研究表明，我国长江、珠江等主要地表水体中17β-E2 和E1（17β-E2 主要转化产物）均有较高检出率和检出浓度[5-6]。

目前，光催化氧化[7]、微生物降解[8]、碳纳米管吸附降解[9]等方法被相继用于降解NSE。然而大多数方法仅能在污水处理单元中发挥作用，难以用于NSE 污染水体的修复。纳米零价铁（nZVI）作为一种广泛应用于水体及土壤修复的纳米材料，因其纳米尺寸、高比表面积、高活性、低制备成本和低环境危害性等特点[10]，被认为是有机污染物污染水体修复的理想材料。近年来，已有关于nZVI 降解NSE的报道，其中Ali等[11]研究了nZVI对17β-E2的吸附机理；Jarosova等[12]验证了nZVI降解17β-E2的可行性。然而针对nZVI 降解NSE 的作用机制及其作用下NSE降解路径尚不明确。

1 实验材料和方法

1.1 仪器、试剂与材料

仪器：岛津三重四级杆液质联用仪（Shimadzu LC-MS/MS-8060）、日立高效液相色谱（Chromaster 5100，Hitachi）、UV-Vis 分光光度计（HACH DR6000）、场发射扫描电镜（JEOL，JSM-7800F）、X 射线衍射仪（Rigaku Ultima Ⅳ）、电镜能谱仪（ZEISS JSM-6360LV）、12位固相萃取装置（Mediwax-12）、水浴氮吹仪（MTN-2800W-12）、涡旋混匀器（VORTEX-5）等。

试剂：雌酮（E1，纯度≥99%）、17α-雌二醇（17α-E2，纯度≥98%）、17β-雌二醇（17β-E2，纯度≥99%）、雌三醇（E3，纯度≥98.5%）均购于北京百灵威（J&K）科技有限公司；氘代雌酮（E1-d4，纯度≥99.5%）购于加拿大CDN 同位素公司；纳米零价铁（nZVI，纯度＞95%，平均粒径80nm）购于上海阿拉丁生物科技有限公司。甲醇、乙腈、异丙醇、三氯甲烷等均为HPLC 级。盐酸、氢氧化钠、乙酸铵等均为分析级。

材料：NH2固相萃取柱（Welchrom® 6cc/500mg）、高纯度氮气（纯度≥99.999%）、自动进样器及柱转换接头等。

1.2 实验方法

试验后使用高强度钕铁硼（NdFeB）磁体在氮气保护下加速nZVI的沉积，沉积物在氮气保护下干燥并用2mL甲醇淋洗3次后放入充满氮气的玻璃样品瓶。应用XRD及FESEM表征nZVI反应前后的变化。

1.3 检测方法

17β -E2 浓度检测应用带有C18色谱柱（4.6×150mm，5µm）的高效液相色谱仪，流速1.0mL/min，流动相为45%乙腈和55%超纯水，201nm 波长紫外条件。17β-E2 标准曲线呈线性关系（R2＞0.999）。

邻菲罗啉分光光度法[13]改进后用于Fe2+浓度测量。0.5mL 样品过0.22µm 尼龙膜，滤液显色后在510nm 下测量吸光度。Fe2+标准曲线的检测范围为0.02～5.00mg/L（R2＞0.999）。

应用高效液相色谱串联两级质谱仪（HPLCMS/MS）鉴定17β-E2 可能的降解产物。设两组重复试验，量取50mL 样品过膜后通过NH2固相萃取柱浓缩纯化。活化液为5mL 甲醇和5mL 超纯水，洗脱液为5mL 甲醇/乙酸乙酯（体积比1/1）和5mL 5%氨水甲醇溶液，水浴氮吹后2mL 甲醇重溶解。在ESI(-)模式下分析产物，扫描范围m/z=50～1200，详细参数见表1。17β-E2、17α-E2、E1、E3标准曲线均呈线性关系（R2＞0.999），LC-MS/MS检测检出限（LOD）范围为0.07～0.39ng/L，定量限（LOQ）范围为0.24～1.18ng/L。

2 结果与讨论

2.1 17β-E2降解动力学

通过IBM SPSS 25 和Origin 2018 进行伪一级动力学拟合，改进的拟合公式[14]如式(1)所示。

表1 三重四级杆液质联用仪分析参数

式中，R 为t 时刻17β-E2 的降解率，即R=Ct/C0；Rmax为反应器中17β-E2的理论最大降解率，即Rmax=Cmax/C0；k为拟合的一阶速率常数，min-1。

拟合的伪一级动力学曲线如图1所示，相关系数（R2）大于0.95（p＜0.01）。说明模型对17β-E2的降解过程拟合良好，可用于评估nZVI对17β-E2的降解动力学。

图1 不同pH下nZVI降解17β-E2动力学曲线

nZVI 对17β-E2 的降解效率在pH=5 和3 时较高，分别为84.72%±2.74%和92.3%±4.55%（图2）。总体上，nZVI 在酸性条件（pH=3,5）下可高效降解17β-E2，而中性条件（pH=7）时效率较低，为11.41%±1.25%。

清除实验中，pH=7 时17β-E2 降解率仅为5.47%±0.19%［图1(a)］，结合能谱分析结果（后文2.4节）说明该降解体系中17β-E2的降解主要依赖降解而非吸附作用。pH 从5 上升到7 时，体系中17β-E2 的降解率大幅下降。这是由于高pH（pH＞6）时，nZVI在溶解氧和OH-的作用下［式(2)］表面被致密的钝化膜、铁离子水解产物和其他沉淀物覆盖，活性点位减少，材料与污染物的接触受到限制，从而导致其降解性能的下降[15-17]。而图3中，pH=7时Fe2+浓度的快速下降至趋于0也证实了体系中离子水解的存在。相比之下，pH从5下降到3时降解率仅有小幅上升。较低pH时，体系中17β-E2的降解呈现一定程度抑制的现象，一方面归结于nZVI过快的酸腐蚀不利于H2O2的生成［式(3)］，另一方面体系中产生的氢（H2）在nZVI 表面形成密集的微小气泡［式(6)］，阻碍nZVI 在低pH 条件时的反应[18]。虽然pH=3时17β-E2的降解率受一定影响，但其降解速率却大幅提升（表2）。这是由于酸性条件下Fe2+的加速产生，进一步加速ROS的生成［式(4)、式(5)］。且H+在nZVI 作用下转化为H2的过程中可能导致更多活性氢原子（[H]）的生成[19]［式(6)］，从而加快反应速度。在nZVI/H2O2降解诺氟沙星报道中[20]，也发现了低pH 下存在类似趋势。

2.2 ∙OH和的贡献

图2 反应90min后不同pH下17β-E2降解率

表2 降解及清除动力学曲线拟合数据

图3 不同pH下nZVI降解17β-E2过程中Fe2+浓度

2.3 nZVI的腐蚀及Fe2+的产生

对降解实验和清除实验中Fe2+浓度进行连续监测，以评估体系中nZVI腐蚀情况对17β-E2降解的影响（图3）。pH=7 时，反应前期Fe2+浓度少量增加后迅速下降至趋近于零，证实了中性条件下17β-E2的降解被nZVI 的表面钝化所阻。pH=5时，Fe2+浓度先快速升高后缓慢降低至平衡，且最高浓度仅有pH=3时的61.61%±0.002%。这是因为pH＞4时，酸性条件对nZVI 表面氧化膜的抑制作用［式(9)］降低，氧化膜限制Fe2+的产生；另一方面，Fe(OH)3的生成［式(10)］在消耗Fe2+的同时促进Fe2+向Fe3+的转化。pH=3时，Fe2+浓度在前15min内快速增加后趋于稳定，与17β-E2 在前15min 的快速降解一致；15min 后，Fe0向Fe2+的转化以及Fe2+向Fe3+的转化达到动态平衡，17β-E2 的降解速率降低并趋于平衡。总体上，17β-E2 的降解率和降解速率和Fe2+的浓度和生成速度相关[24]。

清除实验中，Fe2+浓度均略低于降解实验，这是因为∙OH和∙O2-被捕获后促进了式(4)和式(5)的反应平衡向生成Fe3+的方向移动，而非淬灭剂和Fe2+的直接作用。清除和降解实验反应0～40min 阶段Fe2+的浓度差值较大，从而表明pH=5时17β-E2 较高的降解率主要依赖于Fe2+引导的Fenton反应。

2.4 反应前后nZVI表征

对反应前后的nZVI 进行EDS 表征结果见表3，实验中使用的nZVI 含有微量的Cu 和C，为液相还原法制备。反应后，样品中出现了Cl，C含量的增加，说明nZVI 对氯仿等有机物有少量吸附。当nZVI 投加量大于0.4g/L 时开始表现对NSEs 的降解[11]，大于1g/L时表现出对NSEs的明显吸附[12]，而实验所用0.5g/L nZVI 对17β-E2 的降解以降解为主。

对nZVI 反应前后的XRD 表征见图4，分析表明实验所用nZVI 为体心立方结构，反应后仅观察到微弱的FeO峰，且存在许多细小杂峰。微弱的氧化峰，可能因为nZVI 表面致密的钝化膜阻止了其进一步氧化。对XRD 进行全谱拟合，nZVI 平均粒径计算为80nm，反应后nZVI 的平均粒径大于100nm 且晶面间距减小，表明反应后nZVI 颗粒发生了一定的磁性聚集。

图4 反应前后nZVI的XRD图谱

表3 反应前后nZVI能谱检测数据

图5 反应前后nZVI的扫描电镜图

应用FESEM 对反应后nZVI 的形貌变化进行表征（图5），放大5 万和10 万倍观察nZVI 的形貌特征。nZVI 颗粒呈规则的球形，平均粒径在80～100nm之间，材料呈现簇状聚集但分散性良好。反应后，nZVI的球形结构因腐蚀和氧化作用而坍塌，颗粒呈明显的聚集，并产生鳞片状和棱锥状结构[26]。这说明nZVI可通过自身腐蚀产生Fe2+等进一步诱导产生ROS，其降解污染物的能力受钝化和磁性聚集所限制。

2.5 17β-E2降解产物和路径分析

通过贝农表-相对丰度法分析降解产物可能的分子结构[27]。3 种已知转化产物（E1、17α-E2 和E3）可定量分析（表4），其中17α-E2、E3均未检出，说明17β-E2 的D 环除了C17 处的羟基易转化为酮基外相对稳定（图6）。在所有实验中E1 均有检出，浓度见表4，表明17β-E2 易被nZVI 转化为E1，而自然条件下E1 也是17β-E2 的主要转化产物[1,28]。随着pH值的降低，E1的产率降低，说明转化生成的E1 可在较低pH 值下被nZVI 进一步降解。

表4 3种已知转化产物定量浓度

图6 类固醇雌激素分子结构

pH=7 时，检测到负离子碎片m/z=255（MW=256，C18H24O）、m/z=273 （MW=274，C18H26O2）、m/z=289 （MW=290，C18H26O3）、m/z=293 （MW=294，C18H30O3）和m/z=307（MW=308，C18H28O4），可能的降解路径如图7所示。

图7 不同（pH=3、5、7）时17β-E2可能的降解路径

17β-E2转化为E1后未检测到进一步的降解产物。17β-E2 的主要降解路径为A 环基团的替换、断裂和开环。Du 等[29]通过软件计算17β-E2 的Fukui指数，得出17β-E2 A环的C2和C4位具有最高的Fukui 指数（0.102 和0.101），而高的Fukui 指数表明它们相较其他点位更易失去电子，被·OH和∙O2-等强亲电子基团取代[30]。17β-E2可能的降解路径为A环（芳香环）失去电子（MW=284），羟基或酮基取代（MW=290），A环的开环（MW=308）以及脱羟基（MW=294）。

pH=3 和5 时，未检测到到负离子碎片m/z=293，新检出m/z=285（MW=86，C18H22O3）、m/z=303（MW=304，C18H24O4）、m/z=541（MW=542，C36H46O4）和m/z=811（MW=812，C54H68O6），可能的降解路径如图7所示。

17β-E2转化为E1后在酸性条件下可被进一步降解，其可能的降解路径为A 环的羟基取代和开环。自然条件下，E1（19h）与17β-E2（13h）相比半衰期更长，因此更稳定[31]。当pH 升高，ROS产率下降时，ROS优先攻击相对不稳定的17β-E2。pH=3 时，新检出m/z=249（MW=250，C17H30O）和m/z=279（MW=280，C18H32O2）。在低pH 时，17β-2E A 环开环后可进一步降解，表现为脱羟基及A环的彻底断裂。此外不排除17β-E2 在Fenton 反应作用下彻底矿化的可能[32]。

由图7 可知，产物17β-E2 二聚体和三聚体表明nZVI 体系在酸性条件下可进行仿漆酶反应，将底物活化为有机自由基进行自由基偶联或相互共价偶联[33]。而17β-E2 二聚体最有可能在C2-C4'，C4-C2'和C2-C2'之间偶联，三聚体则最有可能在C4-C2'，C2-C2'和C2-C2'，C4-C4'之间偶联[34]。