DOM結(jié)構(gòu)特征及其對(duì)17β-雌二醇光降解的影響

任 東，楊小霞，馬曉冬，顧麗鵬，黃 斌，潘學(xué)軍 （昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，云南 昆明 650500）

DOM結(jié)構(gòu)特征及其對(duì)17β-雌二醇光降解的影響

任 東，楊小霞，馬曉冬，顧麗鵬，黃 斌*，潘學(xué)軍 （昆明理工大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，云南 昆明 650500）

參照國(guó)際腐殖酸協(xié)會(huì)（IHSS）推薦的方法從滇池底泥提取出胡敏酸（HA）和富里酸（FA），以Sigma Aldrich胡敏酸（SAHA）為參照，利用元素分析、13C核磁共振和紫外-可見(jiàn)光譜對(duì)HA和FA的來(lái)源和結(jié)構(gòu)進(jìn)行了表征，并探討了3種溶解性有機(jī)質(zhì)（DOM）對(duì)17β-雌二醇（E2）光降解的影響.結(jié)果表明:HA、FA和SAHA具有相似的元素組成，3種腐殖酸的（N+O）/C值分別為0.50、0.82和0.55，與核磁共振13C譜分析的極性指數(shù)（0.32、0.42和0.33）一致.HA和FA來(lái)自于內(nèi)源，具有較高的N含量和較多的締合芳香結(jié)構(gòu)，而SAHA是外源性有機(jī)質(zhì)，具有更高的芳香度.低濃度的3種腐殖酸均能促進(jìn)E2發(fā)生服從準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)規(guī)律的光化學(xué)降解過(guò)程.E2在純水中光降解速率為0.0071h-1，而在5mgC/L的HA、FA和SAHA作用下，E2光降解速率分別為0.0597、0.1178和0.2048h-1.3種腐殖酸促進(jìn)E2光降解能力的差異主要是由含氧能團(tuán)和芳香結(jié)構(gòu)含量差異所致.活性氧分子探針鑒定顯示HO·是腐殖酸體系受光照后產(chǎn)生的一種重要活性氧，其氧化降解E2的量占到了E2降解總量的70%左右.與低濃度腐殖酸相比，高濃度的3種腐殖酸均會(huì)對(duì)E2光降解產(chǎn)生抑制作用.

胡敏酸；富里酸；結(jié)構(gòu)特征；17β-雌二醇；活性氧；光降解

溶解性有機(jī)質(zhì)（DOM）是動(dòng)植物殘?bào)w經(jīng)生物、化學(xué)及生物化學(xué)作用過(guò)程產(chǎn)生的一類(lèi)分子量分布寬、結(jié)構(gòu)復(fù)雜的異質(zhì)溶解性有機(jī)混合物［1］，是地表水體中普遍存在的活躍組分.腐殖酸是溶解性有機(jī)質(zhì)的主要組成部分，其包括胡敏酸（HA）和富里酸（FA），以有機(jī)碳含量計(jì)，腐殖酸的含量可占到環(huán)境地表水中溶解性有機(jī)碳總量的40%～80%［2］.腐殖酸能通過(guò)吸附、絡(luò)合及分配等作用改變重金屬和有機(jī)污染物的環(huán)境行為及生態(tài)毒性［3-5］，并因此受到了環(huán)境化學(xué)領(lǐng)域的廣泛關(guān)注.此外，DOM的光化學(xué)過(guò)程對(duì)有機(jī)污染物光化學(xué)降解起著重要而復(fù)雜的介導(dǎo)作用，其為當(dāng)前DOM環(huán)境光化學(xué)行為研究中所關(guān)注的焦點(diǎn)和熱點(diǎn).研究表明，胡敏酸可促進(jìn)柱孢藻毒素、百菌清等有機(jī)污染物的光化學(xué)降解［6-7］；而Wenk等［8］發(fā)現(xiàn)腐殖酸會(huì)對(duì)苯胺、磺胺類(lèi)物質(zhì)的光化學(xué)降解過(guò)程產(chǎn)生相當(dāng)?shù)囊种谱饔?，使得這些污染物在環(huán)境中大量積累，從而增加了這些物質(zhì)的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn).

近年來(lái)，類(lèi)固醇類(lèi)雌激素（SEs）因給野生動(dòng)物、人類(lèi)健康及生態(tài)安全帶來(lái)了既成或潛在的危害而受到全球關(guān)注［9-10］.光化學(xué)和微生物降解是SEs進(jìn)入地表水環(huán)境系統(tǒng)后的主要消除途徑［11］，但由于受微生物利用碳源的特異性及生長(zhǎng)條件的限制，無(wú)論是在污水處理系統(tǒng)還是自然環(huán)境水體中，17β-雌二醇（E2）被微生物降解而被消除的過(guò)程均較為緩慢［12-13］.因此，光化學(xué)降解對(duì)環(huán)境水體中SEs的削減可能起著關(guān)鍵作用.同時(shí)，課題組前期研究調(diào)查也表明，光化學(xué)降解可能是滇池水體中SEs未發(fā)生大量積累的主要原因［14］.盡管SEs能夠發(fā)生直接光降解［15-16］，但其直接光降解過(guò)程緩慢，半衰期，一般為幾十至數(shù)百天［17］.然而，Zuo等［18］發(fā)現(xiàn)高仕利河口自然水體中的EE2能發(fā)生迅速的光降解過(guò)程，半衰期僅數(shù)十分鐘，并推測(cè)EE2的光降解過(guò)程受到了水體中DOM、硝酸鹽、Fe3+等多種組分的促進(jìn).因此，為了探究水環(huán)境中廣泛存在的DOM對(duì)SEs光化學(xué)降解過(guò)程的影響，本研究按照國(guó)際腐殖酸協(xié)會(huì)（IHSS，http://www.ihss.gatech.edu/index.html）推薦的方法［19］從滇池底泥分離出FA和HA.采用元素分析、13C核磁共振和紫外-可見(jiàn)光譜技術(shù)對(duì)3種腐殖酸的組成和結(jié)構(gòu)特性進(jìn)行表征，并與Sigma Aldrich胡敏酸（SAHA）進(jìn)行對(duì)比，以探討不同來(lái)源和結(jié)構(gòu)的腐殖酸對(duì)E2光降解過(guò)程的影響.由于SEs具有相似的分子結(jié)構(gòu)，因此對(duì)E2在腐殖酸作用下光化學(xué)行為的研究有助于更為完整地認(rèn)識(shí)SEs的環(huán)境行為.

1 材料與方法

1.1 試劑與儀器

試劑:NaOH、HCl、HF和KOH均為購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司的分析純?cè)噭?，色譜純異丙醇購(gòu)自上海晶純?cè)噭┯邢薰荆琒AHA、分析純Na4P2O7、DAX-8大孔樹(shù)脂、Amberlite IR-120強(qiáng)酸性氫型陽(yáng)離子樹(shù)脂和E2標(biāo)準(zhǔn)品（純度大于98%）均購(gòu)買(mǎi)自Sigma Aldrich.E2的分子結(jié)構(gòu)及其優(yōu)化的3D結(jié)構(gòu)模型如圖1所示.實(shí)驗(yàn)用水均為超純水（＞18.2MΩ·cm）.

圖1 17β-雌二醇的分子結(jié)構(gòu)及其優(yōu)化的三維結(jié)構(gòu)Fig.1 Molecular and optimized 3-dimensional structures of 17β-estradiol

主要儀器:南京胥江光化學(xué)反應(yīng)儀（XPA-7G6），湖南湘儀L550低速離心機(jī)，日本Tokyo Rikakikai產(chǎn)FDU-1200冷凍干燥儀，美國(guó)Denver產(chǎn)TB-214精密電子天平（精度0.01mg），德國(guó)IKA產(chǎn)Vortex Genius 3型振蕩混合器，德國(guó)Eppendorf移液器，美國(guó)Millipore 0.45μm玻璃纖維濾膜.

1.2 實(shí)驗(yàn)部分

1.2.1 腐殖酸獲得及其溶液制備 于2014年3月7日從滇池10個(gè)地表水環(huán)境質(zhì)量國(guó)控點(diǎn)采集20L底泥（5cm以下的部分）并冷藏運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室冷凍干燥，手工去除其中石礫和動(dòng)植物殘?bào)w等雜質(zhì)，并研磨至2mm以下粒徑后按照IHSS推薦的腐殖酸提取方法分離出FA和HA.按照HA和FA同樣的提取方法對(duì)SAHA進(jìn)行提純并避光保存.

分別稱(chēng)取0.50g提純的SAHA、HA和FA于具塞錐形瓶中，向HA和SAHA分別加入500mL 0.05mol/L NaOH溶液，F(xiàn)A加入500mL超純水，于150次/min頻率下振動(dòng)24h.然后溶液在2327g下離心20min，將離心所得的上清液經(jīng)預(yù)先灼燒4h的0.45μm玻璃纖維濾膜（GF/F）抽濾后作為SAHA、HA和FA母液.各母液采用德國(guó)Elementar Vario TOC cube測(cè)定有機(jī)碳濃度后于4℃下避光保存，以免其發(fā)生降解.

1.2.2 E2工作液配制 稱(chēng)取5.00mg E2，加入1L超純水于磁力攪拌器上連續(xù)攪拌24h.采用預(yù)先灼燒4h的0.45μm GF/F過(guò)濾，濾液使用高效液相定量后作為母液避光保存于4℃下.

1.2.3 腐殖酸理化特性表征 元素分析 分別稱(chēng)?。?.00±0.02）mg的HA、FA和SAHA于無(wú)蓋長(zhǎng)方體錫箔盒中并壓扁，將包好的樣品放入元素分析儀（Elementar Vario MICRO cube，德國(guó)）進(jìn)樣口，采用CHNS模式對(duì)每個(gè)樣品重復(fù)測(cè)定2次，O含量通過(guò)差減各元素的平均含量獲得.元素含量測(cè)定條件為燃燒爐溫度1150℃，還原爐溫度850℃，載氣氧和氦分別為0.25MPa和0.2MPa.

固相CP/MAS13C NMR分析 分別稱(chēng)取60.00mg 3種腐殖酸于核磁管中，使用固相交叉極化結(jié)合魔角旋轉(zhuǎn)13C核磁共振技術(shù)在核磁共振儀（Bruker AV-300，瑞士）上進(jìn)行13C譜測(cè)定.測(cè)定觀察頻率為75.48MHz，譜寬為26.46KZ，循環(huán)延遲時(shí)間為5s.譜圖的化學(xué)位移采用外標(biāo)甘氨酸校正.

UV-Vis分析 用移液器分別移取一定量的3種腐殖酸母液于40mL試劑瓶中，向其中加入超純水以配制成溶解性有機(jī)碳濃度為5.00mgC/L的溶液.用1.0mol/L的NaOH將溶液pH值調(diào)節(jié)為7.8，于紫外-可見(jiàn)光譜儀（SHIMADZU UV-2600，日本）上分別測(cè)定3種腐殖酸的吸收特征光譜.測(cè)試掃描范圍為200～700nm，波長(zhǎng)間距為0.5nm.

1.2.4 腐殖酸對(duì)E2光降解的影響 配制40mL含5.00mgC/L 3種腐殖酸的E2溶液，調(diào)節(jié)溶液pH值為7.8±0.2，平衡2h后再次調(diào)pH值，裝入50mL石英管于如圖2所示的模擬太陽(yáng)光化學(xué)反應(yīng)儀（λ＞290nm）和自然太陽(yáng)光照射下進(jìn)行E2光降解實(shí)驗(yàn).實(shí)驗(yàn)溫度控制為（25±0.5）℃，并保持與空氣接觸.在同樣的實(shí)驗(yàn)條件下，考察不同來(lái)源和濃度的腐殖酸對(duì)E2光降解的影響.

圖2 光化學(xué)降解實(shí)驗(yàn)裝置Fig.2 Experimental setup of photodegradation

1.2.5 E2定量分析 采用Agilent Technologies 1260高效液相色譜對(duì)E2進(jìn)行定量分析.測(cè)定條件為:Waters C18反相柱（4.6mm×250mm，5μm），熒光檢測(cè)器（Ex/Em=283/346），流動(dòng)相為60%的乙腈（含0.1%三氟乙酸），等度洗脫，流速為1mL/min.

2 結(jié)果與討論

2.1 腐殖酸結(jié)構(gòu)特性表征

2.1.1 元素分析 元素分析可為腐殖酸的來(lái)源和結(jié)構(gòu)提供基礎(chǔ)信息，HA、FA和SAHA的灰分、各元素含量、H/C和O/C值等分析結(jié)果如表1所示.結(jié)果顯示，3種腐殖酸均由C、O、H、N及少量的S組成，灰分含量均低于1.0%.HA、FA和SAHA的碳含量分別為56.07%、43.99%和54.42%，H/C值均小于2.0，這便確定了從滇池底泥所提取的HA和FA確實(shí)為腐殖物質(zhì)［20］，H/C值與灰分含量共同確定了腐殖酸提取實(shí)驗(yàn)操作的可靠性.盡管不同來(lái)源腐殖酸的組成元素種類(lèi)相似，但各元素含量差異較大.與SAHA相比，HA含較多的C、H、N元素，而SAHA含有更多的O和S元素，這與其來(lái)源和形成過(guò)程相關(guān)［21］.HA和FA的元素組成與大多數(shù)研究者所報(bào)道的含量相似［22］，但二者均含較多的S元素.與HA相比，F(xiàn)A的腐殖化程度較低，其含較多的O元素和較少的C元素.

H/C值可指示腐殖酸的來(lái)源及腐殖酸的芳香結(jié)構(gòu)和脂肪結(jié)構(gòu)含量［23］.元素分析結(jié)果顯示，HA和FA的H/C值均較SAHA的大，表明HA和FA含有更多的脂肪結(jié)構(gòu)，而SAHA含有更多的芳香結(jié)構(gòu).FA的H/C值明顯比HA的H/C值大，因此FA比HA含更少的芳香結(jié)構(gòu).O/C值常被作為腐殖酸中羧基等含氧官能團(tuán)含量的指標(biāo)［24］.3種腐殖酸O/C值大小順序?yàn)镕A＞SAHA＞HA，滇池底泥FA的O/C值與太湖竺山湖區(qū)的表層沉積物中FA的O/C值（0.693）相近，而比IHSS FA的O/C值（0.603）大［25］，表明滇池底泥FA含較多的羧基、羥基、烷氧基等含氧基團(tuán).另外，Kang等［26］指出（N+O）/C值可以反映腐殖酸的極性大小，其值越大，極性越強(qiáng)，水溶性也越大.3種腐殖酸的極性和水溶性大小順序?yàn)镕A＞SAHA＞HA，與Pan等［27］研究結(jié)果相似.（N+O）/C值所指示的極性順序與O/C值大小順序相同，因此推測(cè)滇池底泥中HA和FA的極性主要由含氧官能團(tuán)決定.

表1 HA、FA和SAHA元素分析結(jié)果Table 1 The element analyzing of extracted HA， FA and SAHA

2.1.2 固相CP/MAS13C-NMR分析 NMR碳譜測(cè)試中各類(lèi)型碳在相應(yīng)的化學(xué)位移處均有清晰的響應(yīng)，測(cè)試結(jié)果如表2所示.

表2 HA、FA和SAHA的不同碳官能團(tuán)組成（%）Table 2 Carbon-containing functional group composition of HA， FA and SAHA （%）

從表2可以看出，脂肪碳［（0～50）×10-6］，烷氧基碳［（50～108）×10-6］和芳香碳［（108～145）×10-6］是HA、FA和SAHA的3個(gè)主要特征峰帶，3種碳均在總碳含量中占了相當(dāng)大的比重，此結(jié)果與Wang等［28］對(duì)土壤腐殖酸進(jìn)行的核磁表征結(jié)果相似.3種腐殖酸均表現(xiàn)為脂肪碳與烷氧基碳含量之和大于其芳香碳含量，且芳香碳主要由與氫原子相連的碳［（108～145）×10-6］和與氧原子相連的碳［（145～162）×10-6］組成.與元素分析H/C值大小順序相一致，HA的脂肪度和芳香度都與FA的相差不大，而SAHA的芳香度明顯高于HA和FA的芳香度.與IHSS FA不同的是滇池底泥FA沒(méi)有明顯的甲氧基峰［（45～60）×10-6］，但此與太湖竺山湖區(qū)表層沉積物中FA的碳譜信息相似［24］，這與湖泊中DOM的形成過(guò)程相關(guān).在羧基碳［（162～190）×10-6］和羰基碳［（190～230）×10-6］的化學(xué)位移區(qū)域內(nèi)，3種腐殖酸均表現(xiàn)出強(qiáng)的羧基碳峰和弱的羰基碳峰，但不同來(lái)源腐殖酸的羧基碳和羰基碳含量不同.表2中HA、FA和SAHA的脂肪度、芳香度及3種腐殖酸的極性指數(shù)參考Kile等［29］所報(bào)道的處理方式及式（1）～式（3）計(jì)算，其值分別為0.32、0.42和0.33，其也與元素分析中（N+O）/C所指示的極性大小順序相一致.

2.1.3 UV-Vis分析 腐殖酸的紫外吸收特性曲線、吸光度比值以及單位濃度吸光系數(shù)等對(duì)其來(lái)源和結(jié)構(gòu)具有明顯的指示作用［30］.HA、FA和SAHA的UV-Vis光譜及320～680nm波長(zhǎng)范圍內(nèi)單位濃度下的吸光系數(shù)如圖3所示.其中單位濃度吸光系數(shù)α由式（4）計(jì)算獲得［30］，并采用指數(shù)模型［式（5）］對(duì)其進(jìn)行擬合.

式中:α為波長(zhǎng)λ下單位濃度腐殖酸的吸光度，L/（mgC·m）；C0為腐殖酸濃度，mgC/L；l為吸光度測(cè)定池光程（常為0.01m）；A、B和k均為常數(shù).

圖3 HA、FA和SAHA的紫外-可見(jiàn)吸收特性Fig. 3 Ultraviolet-visible light absorption characteristics of HA， FA and SAHA

HA、FA與SAHA具有相似的紫外-可見(jiàn)吸收光譜特征，在280nm附近都有強(qiáng)烈的芳香結(jié)構(gòu)吸收峰，單位濃度腐殖酸的吸光系數(shù)均隨波長(zhǎng)增加而呈指數(shù)模型減?。▓D3），該結(jié)果與于春艷等［31］對(duì)腐殖酸影響2，4-D光降解的研究結(jié)果相似.3種腐殖酸在320～680nm范圍內(nèi)均表現(xiàn)出寬而鈍的吸收峰，這可能是腐殖酸中所包含的大量官能團(tuán)的吸收峰相互疊加的結(jié)果.240～380nm吸收光譜帶通常稱(chēng)為電子遷移帶，其吸收強(qiáng)度主要受芳香環(huán)上極性官能團(tuán)如羥基、羰基和羧基等的影響，且吸收強(qiáng)度隨官能團(tuán)含量的增加而增強(qiáng)［32］.因此，由圖3可知，3種腐殖酸均含有大量的極性官能團(tuán).從而證實(shí)了腐殖酸所表現(xiàn)出的寬而鈍的吸收特征確實(shí)是大量官能團(tuán)的吸收峰相互疊加所致.與FA和SAHA不同的是，HA在380～420nm具有吸收平臺(tái)，這與HA中的締合芳香結(jié)構(gòu)相關(guān)［33］.

為了獲得3種腐殖酸來(lái)源和芳香度等更為詳細(xì)的信息，按式（6）、（7）和（8）分別對(duì)3種腐殖酸的E4/E6值、SUVA254和色調(diào)系數(shù)△lgk進(jìn)行了計(jì)算，其結(jié)果如表3所示.

式中:A465、A665、A254、A400和A600為各腐殖酸在波長(zhǎng)465、665、254、400和600nm處的吸光度；［DOC］為以溶解性有機(jī)碳計(jì)的各腐殖酸濃度.

表3 HA、FA和SAHA的紫外-可見(jiàn)特征吸收值Table 3 The ultraviolet-visible light absorption eigenvalues of HA， FA and SAHA

與HA和FA相比，SAHA具有較大的SUVA254值，因此SAHA的腐殖化程度較高，外源性DOM含量較多［34］.這是由于SAHA主要為陸源溶解性有機(jī)質(zhì)，富含木質(zhì)素和芳香組分，含有極少的營(yíng)養(yǎng)元素，而HA和FA以?xún)?nèi)生溶解性有機(jī)質(zhì)為主，富含脂肪組分和營(yíng)養(yǎng)元素，其形成過(guò)程與微生物活動(dòng)密切相關(guān).竇森等［35］指出，△lgk與不飽和程度呈正比，與氧化度和芳香度呈反比.因此，本研究中的3種腐殖酸的氧化度和芳香度的大小順序?yàn)镾AHA＞HA＞FA，不飽和度與此順序相反.根據(jù)腐殖酸的表觀分子量和芳香縮合程度與E4/E6值呈負(fù)相關(guān)關(guān)系［36］，可以判定HA、FA和SAHA的分子量大小和芳香縮合程度高低順序?yàn)镠A＞SAHA＞FA，這可能與HA富含締合芳香結(jié)構(gòu)相關(guān).

2.2 腐殖酸介導(dǎo)E2光降解

圖4 黑暗環(huán)境，自然太陽(yáng)光和模擬太陽(yáng)光下5mgC/L溶解性有機(jī)質(zhì)對(duì)E2的光解的影響Fig. 4 Effects of 5mgC/L dissolved organic matter on E2 photodegradation under black condition， solar and simulated irradiation

2.2.1 腐殖酸對(duì)E2光降解的促進(jìn)作用 圖4b和4c分別為自然太陽(yáng)光和模擬日光照射下5mgC/L 3種腐殖酸對(duì)E2光降解過(guò)程的影響結(jié)果，模擬光照下E2的降解過(guò)程與自然光下E2的降解過(guò)程相似，均符合準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)過(guò)程.同時(shí)，光源差異所導(dǎo)致的E2光降解速率差異甚微，因此實(shí)驗(yàn)所采用模擬日光下E2的光化學(xué)行為能較好地反映自然太陽(yáng)光下E2的光化學(xué)行為.

由圖4a可知，黑暗條件下3種腐殖酸對(duì)E2的降解都沒(méi)有貢獻(xiàn)，且E2的直接光降解過(guò)程非常緩慢（0.0071h-1），但在HA、FA和SAHA的作用下，E2均能迅速地發(fā)生光化學(xué)降解.與柱孢藻毒素［6］、百菌清［7］等有機(jī)污染物在腐殖酸作用下的光化學(xué)降解行為相似，E2的光化學(xué)降解過(guò)程也主要是間接光降解并受到腐殖酸光化學(xué)過(guò)程的影響.與HA相比（0.0597h-1）， FA（0.1178h-1）和SAHA（0.2048h-1）更能促進(jìn)E2發(fā)生光化學(xué)降解，這與FA和SAHA的含氧官能團(tuán)［如-OHph、-C（O）-等］含量和分子極性大小相關(guān).腐殖酸介導(dǎo)作用下E2的光降解量并不與TOC變化量成比例，而是呈現(xiàn)出TOC減少速率小于E2光降解速率的趨勢(shì).因此，間接光降解過(guò)程中E2并未被完全礦化，而是生成了一些穩(wěn)定的中間產(chǎn)物.

2.2.2 腐殖酸濃度對(duì)E2光降解的影響 模擬太陽(yáng)光下不同濃度的3種腐殖酸對(duì)E2光降解的影響結(jié)果如圖5所示，腐殖酸對(duì)E2光降解過(guò)程的作用與自身濃度大小密切相關(guān).與低濃度（10mgC/L）腐殖酸反應(yīng)體系相比，高濃度（20mgC/L）的3種腐殖酸均會(huì)對(duì)E2光降解過(guò)程產(chǎn)生明顯的抑制作用.這是由于低濃度腐殖酸在光化學(xué)過(guò)程中的濾光作用較弱［37］且產(chǎn)生的活性氧（ROS）大量作用于E2，從而表現(xiàn)出對(duì)E2光降解具有促進(jìn)作用.然而，高濃度的腐殖酸能過(guò)濾絕大部分入射光并大量淬滅產(chǎn)生的ROS［38］，從而對(duì)E2光降解過(guò)程表現(xiàn)出抑制效應(yīng).高濃度的3種腐殖酸抑制E2光降解的能力大小順序?yàn)镾AHA＞HA＞FA，此順序與3種腐殖酸的芳香度大小一致.因此，腐殖酸的芳香結(jié)構(gòu)可能是除含氧官能團(tuán)之外影響E2光降解過(guò)程的又一主要結(jié)構(gòu).

圖5 不同濃度腐殖酸對(duì)E2光解的影響Fig. 5 Effects of different humic acids concentration on the E2photodegradation

2.2.3 腐殖酸產(chǎn)生的主要ROS鑒定 向反應(yīng)體系加入能特定性地與某種ROS快速反應(yīng)的探針?lè)肿樱蛊渑cE2競(jìng)爭(zhēng)性地同特定種類(lèi)的ROS反應(yīng)從而降低E2的光降解速率，因此通過(guò)E2光化學(xué)降解速率的變化可定性地判斷出反應(yīng)體系在光化學(xué)過(guò)程中產(chǎn)生的ROS［39］.羥基自由基（HO·）是一種活性非常高且普遍存在于環(huán)境中的ROS，異丙醇（IPA）可以有效地清除反應(yīng)體系中的HO·［kHO·，IPA=1.9×109L/（mol·s）］［40］.向含5mgC/L的腐殖酸E2溶液中加入2mmol/L IPA，平衡1h后于模擬太陽(yáng)光下進(jìn)行光降解實(shí)驗(yàn).結(jié)果顯示，加入IPA體系中的E2光降解受到了明顯地抑制（圖5），與未加入羥基捕捉劑的反應(yīng)體系相比，加入IPA溶液中E2的光降解動(dòng)力學(xué)常數(shù)減小了近70%.因此，HO·在E2間接光降解過(guò)程中確實(shí)起到積極作用.圖6和式（9）～式（20）概括了反應(yīng)體系中腐殖酸產(chǎn)生HO·所發(fā)生的一系列光化學(xué)過(guò)程.根據(jù)HO·在含腐殖酸體系中存在的確定性和腐殖酸的光化學(xué)過(guò)程可以推斷，在受光照的腐殖酸溶液中還存在其他種類(lèi)的ROS，如3HS*、1O2、和等.但這些ROS對(duì)E2光降解過(guò)程的促進(jìn)效力不如·OH.

圖6 腐殖酸的光化學(xué)過(guò)程Fig.6 Photochemical processes of humic acid

3 結(jié)論

3.1 HA和FA為內(nèi)源性腐殖質(zhì)，含有較多的營(yíng)養(yǎng)元素N，其形成與微生物活動(dòng)密切相關(guān).元素分析顯示，HA、FA和SAHA的（N+O）/C值分別為0.50、0.82和0.55，3種腐殖酸的極性大小順序?yàn)镕A＞SAHA＞HA.核磁共振13C譜分析顯示，3種腐殖酸的極性指數(shù)分別為0.32、0.42和0.33，與元素分析結(jié)果一致.脂肪和芳香組分在3種腐殖酸的組成中都占了相當(dāng)大的比重，且3種腐殖酸的脂肪碳含量均比芳香碳含量高.

3.2 3種腐殖酸具有相似的紫外-可見(jiàn)吸收特征，320～680nm范圍內(nèi)均表現(xiàn)出寬而鈍吸收峰.紫外-可見(jiàn)吸收特征分析顯示，3種腐殖酸的分子量和芳香縮合程度順序?yàn)镠A＞SAHA＞FA.

3.3 E2在純水中的光降解速率為0.0071h-1，5mgC/L濃度的HA、FA和SAHA均能促進(jìn)E2發(fā)生服從準(zhǔn)一級(jí)動(dòng)力學(xué)規(guī)律的光化學(xué)降解，速率常數(shù)分別為0.0597、0.1178和0.2048h-1.與低濃度腐殖酸相比，高濃度的3種腐殖酸溶液均對(duì)E2的光降解過(guò)程具有抑制作用.

3.4 HO·是腐殖酸-E2體系中導(dǎo)致E2發(fā)生降解的主要ROS，由HO·引起的E2光降解量占到了E2降解總量的70%左右.

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Structural characteristics of DOM and its effects on the photodegradation of 17β-estradiol.

REN Dong， YANG Xiao-xia， MA Xiao-dong， GU Li-peng， HUANG Bin*， PAN Xue-jun （Faculty of Environmental Science and Engineering，Kunming University of Science and Technology， Kunming 650500， China）. China Environmental Science， 2015，35（5）：1375～1383

Elemental analysis， UV-vis spectroscopy and13C nuclear magnetic resonance were used to characterize the humic acid （HA） and fulvic acid （FA）， which were extracted from the sediments， collected from Dianchi Lake， by the methods recommended by International Humic Substance Society （IHSS）. Optical and structural characteristics of the two dissolved organic matter （DOM） were compared with that of the humic acid purchased from Sigma Aldrich （SAHA）， and their effects on the 17β-estradiol （E2） photodegradation were also studied. It was found that HA and FA has similar element composition with SAHA， and the value of （N+O）/C was 0.50， 0.82 and 0.55 for HA， FA and SAHA， respectively. The polarity index analyzed by13C NMR was 0.32 for HA， 0.42 for FA and 0.33 for SAHA， which was consistent with the result of elemental analysis. HA and FA are endogenous DOM with higher nitrogen content and associative aromatic cycles than SAHA， whereas the SAHA is an extrinsic DOM with higher aromaticity. HA， FA and SAHA all can promote the photodegradation of E2 when compared with that in ultrapure water （k = 0.0071h-1）. The rate constant is 0.0597，0.1178 and 0.2048h-1when mediated by 5mgC/L HA， FA and SAHA， respectively. The HO·， contributing approximate 70% to the photodegradation of E2， is an important reactive oxygen species （ROS） produced by the irradiated humic substances. The promoting ability of the three humic substances is controlled by the oxygen-containing functions and aromatic structures. These humic substances， at lower concentration， can significantly promote the photodegradation of E2，whereas the higher concentration DOM could inhibit the photodegradation of E2 by quenching the ROS and filtering the incident light.

humic acid；fulvic acid；structural characteristics；17β-estradiol；reactive oxygen species （ROS）；photodegradation

X132

A

1000-6923（2015）05-1375-09

任 東（1987-），男，四川蒼溪人，昆明理工大學(xué)博士研究生，主要從事天然有機(jī)質(zhì)與內(nèi)分泌干擾物間相互作用和內(nèi)分泌干擾物環(huán)境行為方面研究.

2014-09-20

國(guó)家自然科學(xué)基金（41401558）；中國(guó)博士后科學(xué)基金（2014T70887，2013M531987）；云南省應(yīng)用基礎(chǔ)研究計(jì)劃項(xiàng)目（2012FB124）；云南省教育廳科學(xué)研究基金項(xiàng)目（2014J022）；中國(guó)科學(xué)院環(huán)境化學(xué)與生態(tài)毒理學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)放基金（KF2013-04）

* 責(zé)任作者， 副教授， huangbin@kmust.edu.cn