不同形態(tài)雌激素的環(huán)境行為及污染控制

王琳，陳興財，姜曉滿，蔣林樹，李艷霞*，張雪蓮，胡柏楊，張晟瑋

（1.北京師范大學環(huán)境學院，水環(huán)境模擬國家重點實驗室，北京 100875；2.北京農(nóng)學院，北京 102206；3.北京市土肥工作站，北京 100029）

類固醇雌激素（Steroid estrogens，SEs）是人和動物排泄的一種由膽固醇合成的內(nèi)分泌干擾物，是具有生物活性的小分子化合物，常見的有雌酮、雌二醇、雌三醇以及葡萄糖苷酸鹽和硫酸鹽結(jié)合物[1]。隨著現(xiàn)代分析檢測技術的不斷發(fā)展，在水體、土壤、剩余污泥和畜禽糞便中都有不同濃度水平的SEs被檢出[2]。環(huán)境中的SEs 存在著一定的生態(tài)風險，研究發(fā)現(xiàn)其不僅會導致各類生物性激素分泌的減少，也會導致精子活性和數(shù)量的減少以及癌癥等發(fā)病率的持續(xù)增加，即使在很低的濃度下也可能造成嚴重的影響，如水體中的17β-雌二醇在ng·L-1的濃度水平下就可以使雄魚雌性化[1，3]。

污水處理廠和畜禽養(yǎng)殖場是環(huán)境中SEs 的主要污染源，這些地方匯集了人類和動物排泄的SEs[3]。兩種污染源排放的SEs 的形態(tài)各異，尿液中多以結(jié)合態(tài)的形式存在，而固體糞便和污泥中以自由態(tài)雌激素為主。在環(huán)境中兩種形態(tài)的SEs 都具有雌激素效應，但由于水溶性、水分配系數(shù)以及活性基團等性質(zhì)和構成的不同，其吸附、遷移、轉(zhuǎn)化和降解等環(huán)境行為都存在差異性。因此對兩種不同形態(tài)SEs 的理化性質(zhì)和環(huán)境行為進行比較分析，有助于深入了解其生態(tài)干擾性和行為特征，同時對SEs 控制技術的研發(fā)有指導意義。

1 不同形態(tài)類固醇雌激素的結(jié)構形式和排放特征

1.1 不同形態(tài)類固醇雌激素的結(jié)構形式

類固醇雌激素主要包括天然雌激素[雌酮（E1）、雌二醇（E2）、雌三醇（E3）]和人工合成雌激素[乙炔基雌二醇（EE2）]等，它們結(jié)構特點一致，即分子結(jié)構中有3 個六元環(huán)及1 個五元環(huán)生成的環(huán)戊烷多氫菲（即類固醇環(huán)）[4]。類固醇雌激素可按照形態(tài)劃分為自由態(tài)雌激素（Free estrogens，F(xiàn)Es）和結(jié)合態(tài)雌激素（Conjugated estrogens，CEs）。自由態(tài)雌激素通過與葡萄糖苷酸鹽（GLU）或硫酸鹽（SUL）發(fā)生酯化反應形成葡萄糖苷酸鹽結(jié)合物和硫酸鹽結(jié)合物[5]。單羥基化合物E1 的結(jié)合態(tài)為單一形式（如E1-3S、E1-3G），多羥基化合物E2、E3 則可與一個或多個結(jié)合基團形成化合物（如E2 可形成E2-3S-17G、E2-3G-17S 等），F(xiàn)Es可以形成硫酸鹽（CSEs）、葡萄糖苷酸鹽（CGEs）、硫酸鹽-葡萄糖苷酸鹽（CS-GEs）3 種結(jié)合形式的CEs，如圖1 所示[5]。CEs 更容易由液態(tài)形式（尿液）排出體外，F(xiàn)Es 則更多通過固態(tài)形式（糞便）排出。CEs 一旦排到體外，會被污水或土壤中的微生物轉(zhuǎn)化，重新生成具有較強激素活性的自由態(tài)[6]。兩種形態(tài)雌激素之間的轉(zhuǎn)化、降解等過程主要是通過細菌、真菌等微生物產(chǎn)生的酶作用完成的[7]。除酶具有這種催化作用外，某些細菌也可以產(chǎn)生對SEs 有降解轉(zhuǎn)化作用的物質(zhì)[8]。

SEs 的活性基團種類和空間化學排列是影響物化性質(zhì)的重要因素，例如E1、E2、E3 和EE2 4 種FEs的結(jié)構相似，但物化性質(zhì)卻各不相同，主要原因是C16和C17的構型以及活性基團的差異[1]。表1 中列舉了兩種形態(tài)SEs 的物化性質(zhì)，4 種FEs 的蒸汽壓值都非常低，均屬于難揮發(fā)化合物。E1、E2、E3 的分子量很小，在水中的溶解度較低，辛醇水分配系數(shù)（lgKow）較大，具有較強的疏水性和吸附性能[1]，容易吸附于活性炭等吸附劑，這對水體中FEs 的去除有著重要作用。相較于3 種天然雌激素，EE2 疏水性更強、相對雌激素活性更高。4 種CEs 的分子量在350～450 之間，大于FEs。CGEs和CSEs的溶解度差異很大，前者可達到后者的50～100倍[7]。由于酯鹽基團的存在，通常CEs 比FEs 的lgKow 值低，CEs 的水溶性更強，脂溶性較差，與FEs正相反。

表1 不同形態(tài)類固醇雌激素的物化性質(zhì)[2，4，7]Table1 Physicochemical properties of different forms of steroid estrogen[2，4，7]

SEs 的雌激素效應主要體現(xiàn)在對生物體正常生理活動的干擾作用，其干擾能力取決于生物活性。總體上，F(xiàn)Es 比CEs 的活性高，具有更強的雌激素效應，兩者之間的相對雌激素活性存在2～5 個數(shù)量級的差異，E2 的雌激素活性甚至是E1-3G 的1 萬倍。FEs 在經(jīng)過酯化轉(zhuǎn)化為結(jié)合態(tài)之后，其化學結(jié)構和性質(zhì)產(chǎn)生了巨大的變化，最終導致雌激素效應明顯降低[7，9]。EE2 的內(nèi)分泌干擾效應最強，在天然雌激素中E2 的效應最強，二者的最低濃度效應值分別是1 ng·L-1和5 ng·L-1[4]。SEs 可以和靶細胞上的雌激素受體（ER）結(jié)合觸發(fā)調(diào)節(jié)作用[4]，進而產(chǎn)生內(nèi)分泌干擾效應，這與其特定的含酚羥基和醇羥基的結(jié)構密不可分[1]。CEs中的羥基被酯鍵的形成所替代，正好掩蔽了這一結(jié)構，所以CEs的內(nèi)分泌干擾風險主要來源于其水解之后以自由態(tài)形式存在時所產(chǎn)生的內(nèi)分泌干擾作用，但現(xiàn)有研究中也發(fā)現(xiàn)可能CEs 本身也直接會有雌激素效應[7，10]。例如，ISOBE 等[11]研究發(fā)現(xiàn)E1-3S具有誘導鵪鶉睪丸細胞凋亡、降低睪丸質(zhì)量和睪酮濃度的能力，研究認為E1-3S可能是野生動物內(nèi)分泌干擾的危險因素之一，其不但可以發(fā)生解偶聯(lián)生成E1，其自身也具有內(nèi)分泌干擾能力。同時對于經(jīng)由16、17 位酯化成鍵以及存在于3 位的羥基沒有被取代的結(jié)合態(tài)雌激素的內(nèi)分泌干擾活性還有待驗證。且SEs 在水生和陸生生物中可能存在不同的雌激素活性，E2 的異構體在不同的生物體中也有不同的生物活性[5]。

1.2 不同糞便源類固醇雌激素的排放特征

類固醇雌激素在人或動物體內(nèi)參與代謝，未被代謝的雌激素和代謝產(chǎn)物會通過糞便和尿液排出體外，進入環(huán)境介質(zhì)中[3，12]。類固醇雌激素的主要排放源是城市污水處理廠和畜禽養(yǎng)殖場。城市污水廠的SEs主要是人類排泄的糞污匯集而來，以天然類固醇雌激素為主。畜禽養(yǎng)殖場的SEs 則主要來源于動物的排泄物，同樣是天然類固醇雌激素占主導地位，天然類固醇雌激素檢出濃度大約是合成雌激素的幾十倍[1，3]。人類排泄的糞污大多經(jīng)過城市污水處理廠集中處理，但是畜禽養(yǎng)殖糞污處理較為粗放，因此環(huán)境中90%的天然SEs來源于畜禽養(yǎng)殖系統(tǒng)[13]。

不同糞便源中所包含的SEs 的形態(tài)不同。液態(tài)源（尿液和污水）中包含更多的是CEs，固態(tài)源（糞便和污泥）中則更多的是FEs。研究顯示，人類排泄的SEs 約有95%是以結(jié)合態(tài)的形式通過尿液排出，其中主要包含的CEs類型是CGEs：雌酮-3-葡萄糖苷酸鹽（E1-3G）、17β-雌二醇-3-葡萄糖苷酸鹽（E2-3G）和雌三醇-16-葡萄糖苷酸鹽（E3-16G），人類糞便主要包含的FEs 是E1、E2 和E3[9]。在部分人類避孕藥中也會存在結(jié)合態(tài)雌激素EE2，其通過口服攝入，并通過懷孕母體以乙炔基雌二醇-3-葡萄糖苷酸鹽（EE2-3G）和乙炔基雌二醇-3-硫酸鹽（EE2-3S）的形式從尿液中排出[2]。不同類型的動物排泄物中所含的SEs 類型有很大差異。例如，反芻動物牛和羊通過糞便排放的FEs 占主導地位，僅有少量以結(jié)合態(tài)存在于尿液中[13]。而豬和家禽則和反芻動物相反，更多的是以尿液排放的CEs為主。動物處于懷孕狀態(tài)時，其尿液中的SEs 濃度會大幅高于未懷孕狀態(tài)，并且距分娩時間越近濃度越大[14]。在動物養(yǎng)殖過程中，部分養(yǎng)殖場會提供一些合成雌激素作為促生長劑藥物，所以在畜禽糞污中也存在人工合成雌激素，石月娥[15]檢測到EE2在肉牛尿液中占比可達到60%。

人和動物排泄物的雌激素檢測數(shù)據(jù)存在一個普遍規(guī)律，即SEs 在尿液中的檢出量普遍高于在固體糞便中，固體糞便中雌激素的含量隨其堆積時間延長而逐漸減少[16]。同時有研究還發(fā)現(xiàn)，畜禽糞污中的獸藥抗生素類藥物殘留會在不同程度上抑制SEs 的降解，延長雌激素在糞污中的殘留時間，加重雌激素在環(huán)境介質(zhì)中的累積并導致其更復雜的環(huán)境行為，這也給SEs的生態(tài)風險研究帶來了更多的挑戰(zhàn)[17]。

2 不同形態(tài)類固醇雌激素的環(huán)境行為

2.1 自由態(tài)雌激素的環(huán)境行為

自由態(tài)雌激素FEs 進入環(huán)境介質(zhì)后，在土壤-水系統(tǒng)中發(fā)生吸附、遷移、轉(zhuǎn)化、降解等行為，由于FEs的蒸汽壓值很小，所以揮發(fā)性很低，揮發(fā)進入大氣的部分可以忽略不計。在自然光照條件下，雌激素發(fā)生光解作用的可能性也很小，對FEs 的環(huán)境行為產(chǎn)生影響的因素主要為土壤吸附和FEs生物及非生物降解。

2.1.1 土壤對FEs的吸附作用

FEs 分子量較小，水溶性較低，容易吸附在固相介質(zhì)中，土壤、底泥和沉積物都可吸附FEs 后成為其在環(huán)境中的源和匯[10，18]。一般條件下，F(xiàn)Es在6～8 h即可達到吸附平衡，F(xiàn)Es 的吸附特征相似，即前期吸附較快，達到平衡后吸附速率再緩慢降低[18]。一些學者推測產(chǎn)生慢吸附的原因可能是土壤有機質(zhì)和礦物質(zhì)的微孔擴散作用[19]。目前普遍認可的土壤吸附SEs的主要機制是疏水分配，但與疏水性強度并不呈線性關系[2，18，20]。

土壤有機質(zhì)（SOM）含量是FEs 吸附行為的重要影響因素。雌激素的吸附總量與有機質(zhì)的含量正相關，SOM 影響吸附過程的方式包括3 種：提供吸附點位、與極性官能團形成氫鍵、與金屬離子形成鍵橋[21]。BEDARD 等[22]研究發(fā)現(xiàn)FEs 的羥基會與腐植酸結(jié)合，即使在腐植酸濃度很低時也會發(fā)生反應。不同類型的土壤有機質(zhì)含量差異很大，導致其對FEs 的吸附能力存在很大差異。如KHANAL 等[23]總結(jié)了不同類型土壤的E1 和17β-E2 的吸附容量系數(shù)（Kf）值，范圍從4 ng·g-1（沙土）到667 ng·g-1（粉砂質(zhì)土）。溶解性有機質(zhì)（DOM）對雌激素有增溶作用，且增溶強度與其自身的濃度呈線性關系[18，24]。YAMAMOTO 等[24]認為FEs 的主要吸附機制不是疏水分配，而是π 電子與氫鍵相互作用，其認為DOM 和FEs 的π 電子和氫鍵的相互作用對吸附作用影響很大。

不同類型土壤的礦物質(zhì)、粒徑分布和添加劑也是影響FEs 吸附行為的關鍵因素。D′ALESSIO 等[20]研究發(fā)現(xiàn)富含膨脹黏土的底泥或土壤對雌激素吸附效果較好，而缺乏黏土則容易發(fā)生解吸現(xiàn)象。不同粒徑的土壤對E2 和E1 的吸附量、吸附系數(shù)的規(guī)律一致，都為黏粒＞粉粒＞砂粒[10，25]。劉建林[10]在土壤中增加了二氧化錳、腐植酸、磁鐵礦等添加劑，發(fā)現(xiàn)它們可以有效阻止雌激素解吸，從而達到固定化目的。周長志等[26]也得出了相同的結(jié)論，摻雜磁鐵礦的土壤對雌激素的吸附作用明顯增強，尤其是對E2 的吸持作用最佳，在吸附過程中生成的氫鍵和羥基增強了吸附效果。

FEs 在土壤中的吸附行為還與溫度、pH 值、離子濃度和共存污染物相關。FEs 的吸附過程是一個放熱過程，溫度的升高會抑制吸附效果[21]。REN 等[27]指出在4 ℃的條件下4種FEs的吸附量明顯大于在20 ℃時。土壤中的高離子濃度也會促進FEs 的吸附，原因可能是離子濃度增高會降低雌激素在水中的溶解度，進而促進其吸附在土壤有機質(zhì)上。一般離子價態(tài)越高，對雌激素的土壤吸附影響也越大，如Ca2+對吸附的促進作用大于NH+4[21]。酸性土壤相比于堿性土壤對FEs 的吸附量更高。協(xié)同性污染物如水溶性抗生素的存在則能夠降低FEs 的吸附量[17]。同時E1、E2、EE2 3 種雌激素在土壤中的吸附點位重疊，共存時會發(fā)生競爭吸附[21]。E1 的固相吸附容量高于17α-E2，原因為E1 的酮基與有機質(zhì)中的酚羥基更易相互利用，促進吸附行為[5，20]。

2.1.2 FEs在土壤-水系統(tǒng)中的遷移

進入環(huán)境介質(zhì)中的FEs 會通過徑流、滲濾等作用在土壤-水系統(tǒng)中進行遷移。由于天然雌激素和人工合成雌激素的吸附降解行為不同，其遷移行為也有較大的差異[2，6]。FEs 在水平和垂直方向都會發(fā)生遷移，不同類型的FEs 遷移速度和遷移范圍存在一定差異。

在水平方向上，對英國河流的雌激素進行的檢測發(fā)現(xiàn)，隨著河水的流動，在下游檢測到E2的濃度超過了河流稀釋作用下的濃度，表明雌激素發(fā)生了水平遷移[3]。ISOBE等[11]在對東京灣SEs的研究中發(fā)現(xiàn)，離污水排放口位置越遠的檢測點雌激素濃度越低，同時發(fā)現(xiàn)E2 比E1 遷移得更遠，這與E2 的lgKow 比E1 更高，E2 在水體中易被氧化成E1 的結(jié)論相矛盾，但對此ISOBE 等并未給出合理解釋。由此可以發(fā)現(xiàn)，研究不同F(xiàn)Es 的水平遷移機理與影響因素十分必要。同時目前的FEs 遷移行為研究也是更多地集中于E1 和E2，對于E3的研究較少，在未來的研究中也應該更多地給予重視。

雌激素在土壤-水系統(tǒng)的垂直方向也會發(fā)生遷移，不同的FEs 的遷移深度和遷移難易程度存在差異。如GOEPPERT 等[28]認為17β-E2 比E3 在土壤與蓄水層中更容易遷移，在畜禽養(yǎng)殖場附近河流底泥中檢測出的更多的FEs是17β-E2證明了這個觀點。在大部分室內(nèi)試驗研究中發(fā)現(xiàn)，由于土壤的吸附作用和降解作用，SEs 的遷移深度較淺[29]。但是在實際場地探究中，很多研究人員在地下水、河流底泥和深層土壤中都檢測出了FEs。如ARNON 等[30]在奶牛場氧化塘地下32 m 和42 m 處均檢測出了雌激素的存在，表明SEs在地下環(huán)境中具有遷移性、危害性和持久性。

對于實驗室模擬和實際場地FEs 遷移行為表現(xiàn)出的不同，部分學者認為可能是研究人員在實驗過程中破壞了土壤的原有結(jié)構，實際土壤中存在很多大孔隙，會極大縮短雌激素和有機質(zhì)等的接觸時間，加快遷移速度[6]。D′ALESSIO 等[20]發(fā)現(xiàn)土壤孔隙越大，雌激素遷移速率越快，E1 和E2 在煤渣中的遷移速率明顯快于在氧化土中。有研究發(fā)現(xiàn)E2可以在土壤中快速遷移并長期保留，這與E2 降解速率最快和有機質(zhì)吸附作用強明顯相矛盾，也與大量有關E2 在土壤中的遷移實驗的結(jié)果不符，推測可能是土壤膠體的攜帶作用促進了E2 的遷移[10]。通過E1 和E2 的田間傳輸實驗，證實其遷移機制為優(yōu)選大孔隙和徑流路徑，膠體也可以增強其遷移[3]。實際土壤的環(huán)境較為復雜，在其中的FEs 的具體遷移機制和影響因素需要通過進一步的實地試驗和實驗室模擬實驗來進行更深入的研究。

2.1.3 FEs的降解

FEs 在土壤中的降解作用類型主要分為：微生物降解、化學降解和光降解。不同F(xiàn)Es 的主要降解機制也有所不同，EE2 以非生物降解為主，E1、E2 以微生物降解為主，其中E1 受微生物影響更大[6，29，31]。土壤中FEs 的主要降解機制是有氧生物降解，缺氧條件下的降解速率相對緩慢，所以長期處于厭氧狀態(tài)下的沉積物，如底泥被稱為雌激素的“天然儲存庫”[12]。雌激素的降解過程和吸附過程類似，都是前期快速反應，后期緩慢平衡[32]。一般能降解類固醇環(huán)的菌株對E1等天然FEs 均有降解能力，其降解方式也很相似[33]。如圖2 展示了17β-E2 在微生物產(chǎn)酶途徑下的降解過程，在酶降解途徑中，E2 的D 環(huán)17 號位被碳化成E1，再進一步分解成產(chǎn)物X1，最后通過三羧酸循環(huán)氧化成二氧化碳[34]。天然雌激素的生物降解效果要明顯優(yōu)于人工合成雌激素。我國的研究團隊也對FEs 的生物降解菌研究取得了一定的進展，如Pseudomonas aeruginosaTJ1這一菌株主要是以E2為唯一碳源和能量來源的菌株[35]。EE2 是一類難降解的化合物，關于能夠單獨降解EE2 的微生物研究內(nèi)容只有少量報道[8]。但是有研究發(fā)現(xiàn)當EE2 與E1、E2、E3 同時被微生物降解時，EE2 的降解效率會大幅升高[8]。同時EE2 和E2 的濃度比值對EE2 的降解效率有重要影響，E2濃度越高，EE2的降解效率越高[36]。

FEs 的降解速度是決定其在環(huán)境中持久性和危害性的關鍵因素。不同類型的土壤中，F(xiàn)Es 的半衰期具有較大差異，普通土壤在0.8～25 d，糞便改良土壤中則縮短到1～9 d[13，31]。影響FEs 降解效率的因素主要是pH 值、溫度等，光照因素影響較小[6]。低溫和酸性的條件不利于雌激素降解[35]。RAMAN 等[37]研究了奶牛糞便樣品中的FEs 在酸性（pH＜2）和低溫條件下的降解情況，E2 的去除率僅為15%，相較于堿性高溫條件的80%以上相差甚遠。FEs 在土壤中的降解還受到共存污染物的影響。研究發(fā)現(xiàn)在添加抗生素的情況下雌激素的降解會被抑制，不同抗生素產(chǎn)生的抑制程度不同[17]，推斷原因是抗生素具有微生物毒性，進而抑制FEs 降解。土壤中共存的金屬離子如Cu2+、Zn2+等均會對雌激素的降解產(chǎn)生抑制作用[19]。土壤對FEs 的吸附作用也會影響其降解，吸附于土壤的雌激素會發(fā)生解吸進而被微生物降解，但是被土壤膠體結(jié)合的SEs不能被生物利用。

2.2 結(jié)合態(tài)雌激素的環(huán)境行為

人和動物尿液中的雌激素主要是以結(jié)合態(tài)的形式存在，所以化糞池、污水廠、動物糞尿池的泄露和養(yǎng)殖場污水不經(jīng)處理直接排放的行為會導致CEs 向土壤和水體中遷移[6，30]。例如美國夏威夷地下水污染的潛在來源包括居民排放的生活污水、化糞池滲漏以及少量的動物糞便瀉湖，而這些污染源中被檢測出含有大量的CEs 成分[20]。但是由于微生物和酶的作用，CEs 極易轉(zhuǎn)化為FEs，所以關于CEs 的環(huán)境行為研究更多集中于形態(tài)之間的轉(zhuǎn)化規(guī)律、自身的降解規(guī)律和吸附特性等。

2.2.1 CEs的遷移、吸附和降解行為

CEs 具有良好的親水特性，在土壤和水體中，如果沒有被微生物降解為FEs，其很可能會遷移進入深層土壤或地下水中，而FEs 親水性較差，不易遷移進入深層水體中，在水體中更易發(fā)生水平遷移。不同CEs 的遷移能力和遷移范圍也有所差異。如在水體中，GADD 等[38]檢出了兩種類型的CEs；而GOEPPERT等[28]在深層土壤中，只檢測到CSEs，可能是因為CGEs的親水性更強，更不容易吸附在固相中或者更容易被微生物降解為自由態(tài)[4]，同時發(fā)現(xiàn)相較于CGEs，CSEs的遷移速度更快，所以在表層環(huán)境中CSEs 的檢出案例較少，且檢出濃度都較低，CGEs通常具有更高的檢出率和檢出濃度[38]。

CEs 的疏水性較弱，且自身極性高、脂溶性差，因此固相吸附性能比FEs 差。同樣地，BAI 等[29]發(fā)現(xiàn)E2-17S 在滅菌水-土壤系統(tǒng)中吸附親和力也很低。有研究通過E1-3S 的土壤吸附序批實驗得出，E1-3S的吸附與土壤有機成分有關，且E1-3S的土壤吸附點位有限，全部分配為土壤有機質(zhì)吸附，但FEs 部分是可以同時吸附于土壤礦物質(zhì)和有機質(zhì)[39]。不同CEs的吸附能力差異較大。如CHEN等[40]研究CEs在滅菌的活性污泥上的吸附，發(fā)現(xiàn)CGEs 沒有吸附于活性污泥上，而CSEs 吸附于活性污泥上，其吸附效果與pH值相關，在酸性條件下吸附性能優(yōu)于堿性條件。CSEs 比CGEs 更容易吸附，說明CEs 的吸附能力跟共軛基團相關，而對應的FEs 的吸附能力主要與其活性基團有關[18]。

CEs 的降解主要有兩種方式：生物降解和光催化降解，在自然環(huán)境中主要發(fā)生的是好氧生物降解[10]，和FEs 相同。生物降解的過程有兩個途徑：（1）先解離共軛基團產(chǎn)生FEs，再進一步降解；（2）CEs 發(fā)生轉(zhuǎn)化后再解離共軛基團[10]。CEs的降解受到多種因素的影響，主要分為內(nèi)部影響和外部影響兩大類。內(nèi)部影響即雌激素本身結(jié)構的影響，包括共軛基團的種類、所處點位以及所含F(xiàn)Es 的種類，三者的影響力依次降低[17]。很多研究發(fā)現(xiàn)CSEs 比CGEs 更難降解，CGEs的降解速率普遍高于CSEs[13，41]。例如，GOMES等[42]發(fā)現(xiàn)下水道中CGEs在8 h內(nèi)就會完全被解離和降解，相比之下CSEs的降解則會有一定的滯后性和降解不完全性，同時在田間提取的粗污水和在實驗室合成的污水中也都發(fā)現(xiàn)了類似的規(guī)律。外部影響即環(huán)境影響，如土壤性質(zhì)、溫度、水體性質(zhì)等。土壤粒度越小、孔隙度越小，CEs 降解速度越快[10]。隨著溫度的升高，CEs的降解半衰期縮短，高溫同樣也是FEs 降解的優(yōu)勢環(huán)境[35]。在對E1-3S 降解過程的研究中發(fā)現(xiàn)，E1-3S 的初始降解迅速，隨著實驗的不斷進行，降解速率逐漸變小，并且與溫度呈負相關，非常類似于FEs 的降解規(guī)律[43]。同樣地，SCHERR 等[44]和馬帥等[25]研究發(fā)現(xiàn)，E2-3S 的降解遵循一級動力學方程，土壤微生物產(chǎn)生的芳基硫酸酯酶是降解的主要推動力，其初級代謝物為E1-3S和E2，次級代謝產(chǎn)物為E1。

2.2.2 兩種形態(tài)雌激素間的轉(zhuǎn)化

CEs 進入環(huán)境中，在一定條件下會成為FEs 的前體物，同時兩種CEs 之間也會發(fā)生相互轉(zhuǎn)化[7，10]?，F(xiàn)有的有關CEs 酶降解轉(zhuǎn)化研究主要集中在E1、E2 的結(jié)合態(tài)，關于E3的結(jié)合態(tài)研究相對較少[5]。

不同類型的CEs 其轉(zhuǎn)化途徑存在較大差異。有研究[39]發(fā)現(xiàn)，E1 硫酸鹽結(jié)合物與E1 之間可能存在相互轉(zhuǎn)化的途徑：將結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化為自由態(tài)的芳香硫酸酯酶（ArySTS）途徑，以及將自由態(tài)轉(zhuǎn)化為結(jié)合態(tài)的芳香磺基轉(zhuǎn)移酶（ArySULT）途徑。兩種途徑都是通過酶促進催化轉(zhuǎn)化，其中ArySTS是一種胞內(nèi)酶，所以CSEs轉(zhuǎn)化為自由態(tài)存在一定的滯后性，而且這種酶與受體的親和力較低也是滯后的原因之一[7]。GOEPPERT等[28]在實驗室研究E2 在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化時發(fā)現(xiàn)，一定量的游離E2可以在土壤中微生物存在的條件下生成E1和E1-3S兩種代謝產(chǎn)物，推測為先轉(zhuǎn)化為E1，然后通過ArySULT 的催化作用轉(zhuǎn)化為E1-3S，這也是首次證實FEs 可以轉(zhuǎn)化為CEs 的實驗。同樣，SCHERR等[43]也發(fā)現(xiàn)E1為17β-E2和E1-3S的協(xié)同代謝產(chǎn)物。但到目前為止，在實驗室還未獲得FEs 轉(zhuǎn)化為CEs 的實驗條件和形成機理[42]，同時迄今為止也未能在實際土壤中檢測到芳香磺基轉(zhuǎn)移酶（ArySULT），所以推測在實際土壤中FEs 轉(zhuǎn)化為CEs 的可能性比較低。D′ALESSIO 等[20]發(fā)現(xiàn)在廢水中E2-3S 的去共軛有10 h的滯后期，因為廢水中的ArySTS活性很低。

與CSEs 相比，CGEs 的主要轉(zhuǎn)化途徑是通過GUSB 途徑進行去共軛[5]。在污水廠中，CGEs 比CSEs更容易轉(zhuǎn)化為FEs[45]。KUMAR 等[46]通過批量實驗發(fā)現(xiàn)E1-3G、17β-E2-3G 在水中2 h 即可完成轉(zhuǎn)化，但并不是完全轉(zhuǎn)化為FEs，前者的60%和后者的40%轉(zhuǎn)化為FEs，證明還有其他代謝產(chǎn)物的存在，5 d 之后再次觀察發(fā)現(xiàn)，前者完全轉(zhuǎn)化為E1、后者產(chǎn)物為E2 和E1，且仍只有64%發(fā)生了轉(zhuǎn)化。其他研究者[5]同樣也發(fā)現(xiàn)17β-E2-3G 能夠轉(zhuǎn)化為E1-3G、E1、17β-E2 和其他代謝產(chǎn)物。3 種FEs 和2 種CGEs 之間的相互轉(zhuǎn)化途徑如圖3 所示。2 種CGEs 的轉(zhuǎn)化方式為好氧條件下的生物或非生物方式。一般條件下，研究者普遍認為是先由E2 在酶促作用下生成E2-3G，再進行轉(zhuǎn)化生成E1-3G，但目前發(fā)現(xiàn)在一定情況下微生物的活動可以促進E2直接轉(zhuǎn)化為E1-3G。

CEs 不同的結(jié)合基團以及不同的結(jié)合點位（A 環(huán)或D 環(huán)）會造成其去共軛程度和轉(zhuǎn)化途徑的差異[5]。例如，有研究[20]發(fā)現(xiàn)與A 環(huán)CGEs 型相比，D 環(huán)CGEs具有更強的抗去共軛能力，即更穩(wěn)定。CSEs 的轉(zhuǎn)化所需時長大于CGEs，原因為ArySTS 的活性比GUSB弱[5，7]。在最近的研究中發(fā)現(xiàn)，C3位硫酯鍵的去共軛和C17位的氧化分別是河流和底泥中E2-3G 和E2-3S 的主要去除途徑[39，47]。目前有關兩種不同類型的CEs的去共軛、相互轉(zhuǎn)化等機理還不很完備，需要更深層次的探究和實驗證實。

3 類固醇雌激素的控制與削減技術

畜禽糞污中的內(nèi)源SEs 可以通過農(nóng)田回用和雨水沖刷重新進入環(huán)境介質(zhì)中。同樣人類排泄的雌激素會通過城市管網(wǎng)進入污水處理系統(tǒng)中。在污水處理系統(tǒng)中存在著大量能夠降解SEs 的微生物，如大腸桿菌可以合成葡萄糖苷酸酶。一般認為，污水處理中的雌激素去除主要依托微生物降解和吸附去除工程。另外，臭氧、加氯及光降解技術也被廣泛應用于雌激素的去除。目前集約化養(yǎng)殖場的廢水處理主要采用氧化塘和人工濕地的方法。畜禽糞便SEs 處理的主要技術是好氧堆肥技術和厭氧發(fā)酵技術。因此本文從微生物降解、吸附、氧化降解3 個方面闡述不同工藝在雌激素去除過程中的作用及差異。

3.1 微生物降解

污水處理中，活性污泥法、生物膜法是最為常用的微生物降解工藝。SVENSON 等[48]研究了瑞士多地污水處理廠不同工藝流程的SEs 去除效率，發(fā)現(xiàn)活性污泥系統(tǒng)在去除雌激素上明顯優(yōu)于滴濾池?；钚晕勰喾▽τ谒w中SEs 的去除主要分為3 個過程：懸浮污泥吸附、微生物分解、底泥吸附。傳統(tǒng)活性污泥工藝可以把尿液中含有的CGEs 全部去除，CSEs 的去除率為80%左右。活性污泥法中的微生物對FEs 也有較強的去除作用，對E3 的去除率高達97%，對E2、EE2 去除效果也較好，對E1 的去除效果相對最差[34]。微生物對SEs 的去除效率可進一步細化為E2-GLU＞E2＞E2-SLU?E1-GLU＞E1＞E1-SLU[49]。目前在污水處理廠中被認為對SEs 去除效果最好的兩種工藝是氧化溝（OD）和新型工藝MBR（膜生物反應器）[45]。

現(xiàn)在養(yǎng)殖場多采用“養(yǎng)-沼-灌”模式，即畜禽糞污厭氧發(fā)酵后產(chǎn)沼氣利用，沼液回灌還田[16]。SUZUKI 等[50]發(fā)現(xiàn)新鮮畜禽廢水經(jīng)過沼氣池后，E2 總濃度降低到2μg·L-1，去除率大約為80%，沼液進入土壤滲透利用可以將E2 濃度降低到0.011 μg·L-1以下。經(jīng)過厭氧消化處理的養(yǎng)殖廢水，應該進行進一步深度處理，否則沼液直接回灌到土壤中仍然會具有一定的生態(tài)風險。養(yǎng)殖廢水處理中，TANG 等[51]發(fā)現(xiàn)濕地系統(tǒng)對養(yǎng)豬廢液中E1、E2、E3 的處理效率分別可達到86%、46%、59%。有研究顯示，結(jié)合濕地處理和氧化塘工藝的處理系統(tǒng)對總SEs 的去除率可達到85%左右，其中約12%是通過土壤吸附作用去除[7]。ZHENG等[52]研究了連續(xù)式氧化塘對養(yǎng)牛場糞便廢液中SEs的去除效果，發(fā)現(xiàn)廢液經(jīng)過二級處理后，E1、E2、E3的濃度均低于10 ng·L-1，經(jīng)三級處理后，各物質(zhì)濃度均低于5 ng·L-1。

畜禽糞便大多是通過好氧堆肥和厭氧發(fā)酵技術去除SEs。好氧堆肥中應用最多的是高溫好氧堆肥，好氧條件下利用細菌、放線菌等微生物的作用，對SEs 進行降解轉(zhuǎn)化。ZHANG 等[53]監(jiān)測奶牛糞便的降解過程時發(fā)現(xiàn)，新鮮牛糞經(jīng)過3 個月堆肥處理后SEs由2 100 μg·kg-1降低至160 μg·kg-1，降解率可達到92%。在堆肥降解過程中，可能需要添加微生物菌劑或微生物固化產(chǎn)品來提高堆肥效率。在微生物篩選工作中，研究者從污水廠的活性污泥、堆肥、土壤中篩選出了能夠降解雌激素的微生物菌群。李欣[33]通過海藻酸鈉包埋法將具有雌激素降解功能的單一菌株和復合菌株分別制備成固定化菌劑，為了研究這兩種菌劑對雌激素的去除效能，將其投加至實際污水和牛糞堆肥中，在一定處理條件下可以完全去除E2 和E1，對E3 的去除率也可以達到70%。堆肥處理作為畜禽糞便中雌激素污染控制的方法，能有效減少糞便中的SEs 含量，但將其直接還田仍存在一定的環(huán)境風險，需要進一步對施用過程進行評價。目前研究畜禽糞便堆肥中雌激素污染的控制更多是以FEs 為主，對CEs 和其他有雌激素效應的物質(zhì)的控制研究較少，對堆肥過程中兩種形態(tài)之間的降解轉(zhuǎn)化也缺乏足夠的研究認識。例如CEs 在畜禽糞便中具有較高的穩(wěn)定性，畜禽糞便堆肥中SEs 大約有1/3 是以結(jié)合態(tài)存在[13]。同時目前研究中堆肥處理多是在實驗室中完成，對實驗條件的控制過于理想化會使實驗數(shù)據(jù)和實際有一定的差距。

3.2 吸附去除

近年來，膜工藝在污水的深度處理流程中得到了廣泛應用。與傳統(tǒng)工藝相比，膜工藝的突出特點是出水質(zhì)量高。膜截留技術按孔徑大小可分為微濾（MF）、超濾（UF）、納濾（NF）和反滲透（RO）。NF 對SEs 的去除主要是物理截留和以氫鍵結(jié)合吸附的方式。NF對E1、E2、E3和EE2的吸附率均可達到80%～100%[34]。MF 和UF 膜相較于雌激素分子孔徑較大，所以更多是借助截留在膜系統(tǒng)中懸浮固體和膠體顆粒的吸附作用來去除雌激素[45]。關于不同性質(zhì)的膜對SEs 的去除效果國內(nèi)外都進行了很多研究，發(fā)現(xiàn)不同材質(zhì)的膜對雌激素的去除效率相差很大，尼龍材質(zhì)對E1 的去除率可高達98%，而玻璃材質(zhì)的微濾膜對于E1的去除率只有2.3%[54]。

SEs 具有良好的固相吸附性能，易從水相中吸附分離到固相中，再通過沉淀作用去除。水處理中常用的有機物吸附劑包括活性炭（AC）、沸石、玉米芯、竹炭等。其中應用最為廣泛的是AC，AC 對E1 和E2 的吸附量分別為25.6～73.5 mg·g-1和21.3～67.6 mg·g-1，對E3 和EE2 的吸附量也很高[55]。楊小麗等[56]探究AC、玉米芯等4種不同吸附劑對E1的吸附動力學，發(fā)現(xiàn)均是快速吸附，4 種材料的吸附都在1 h 內(nèi)達到平衡，吸附能力會隨著E1 初始濃度增加而增加。AC 比表面積越大，越容易與雌激素接觸，吸附速率和吸附量也相應增加[36]。因此在污水處理系統(tǒng)中，更多采用的是投加粉狀活性炭（PAC）。SNYDER 等[57]也指出PAC 可去除90%以上的FEs。

3.3 氧化降解

在過去幾年中，化學氧化去除水體中的SEs 也是研究熱點之一，其主要特點是氧化過程中產(chǎn)生羥基自由基·OH。常用的氧化劑有O3、H2O2、NaClO、K2FeO4和MnO2等[34，54]。O3對含酚環(huán)的SEs 的氧化能力很強，常溫中性條件下，2 μg·L-1的濃度每分鐘對E2 和E1的氧化率高達95%以上[34，58]。NaClO 去除SEs 時會伴隨多種含氯化合物的產(chǎn)生，并且這些含氯代謝產(chǎn)物的雌激素效應仍然很強，如4-Cl-E2的雌激素效應接近于E1，所以目前加氯氧化技術在雌激素去除領域的應用還有很大的限制[34]。DE RUDDER 等[59]利用MnO2去除EE2，去除率達81.7%，并且實現(xiàn)了MnO2的再生使用。目前很多研究者正在尋求不同氧化劑的不同比例搭配以及和不同技術如光降解等聯(lián)合使用來提高對SEs的降解率。

光氧化降解也是水體中去除SEs 的一種有效方式，目前關于SEs 的紫外光和紫外-可見光降解的研究較多[58]。有研究用光-芬頓試劑對E1、E2 和EE2 進行降解實驗，結(jié)果表明在一定范圍內(nèi)隨著H2O2和三價鐵濃度的增加，SEs 去除率也增加，最高可達99%以上，三者的降解次序依次為E2＞EE2＞E1[3，58]。CEs的葡萄糖醛酸苷部分或硫酸鹽部分可以促進光催化，研究發(fā)現(xiàn)用TiO2對雌激素進行光催化降解，E2 和E1結(jié)合物的降解速率比E2和E1快[58]。隨著檢測技術的不斷發(fā)展，近期一些研究報道經(jīng)過光氧化的SEs 產(chǎn)物仍然具有雌激素活性[34]。因此，由自然光或人造光源進行光降解SEs 后的代謝產(chǎn)物的環(huán)境危害性仍不可忽視。

4 結(jié)論與展望

環(huán)境中類固醇雌激素主要來源于畜禽糞污、污水處理廠污泥農(nóng)用、污水排放以及回灌農(nóng)田等過程。本文主要分析了液、固態(tài)源中所包含的自由態(tài)和結(jié)合態(tài)SEs 的性質(zhì)和環(huán)境行為差異，同時將兩大污染源——污水處理廠和畜禽養(yǎng)殖場中類固醇雌激素的控制技術和方法進行了總結(jié)。不同形態(tài)的SEs 理化性質(zhì)如疏水性、溶解度等通常存在較大差異，進而會影響吸附、降解、轉(zhuǎn)化、遷移等環(huán)境行為。結(jié)合目前的一些研究進展，建議今后應著重開展以下方面的研究：

（1）雌激素在降解轉(zhuǎn)化的過程中仍會產(chǎn)生一些高活性的產(chǎn)物，因此未來需要更多地聚焦于雌激素和相關產(chǎn)物活性的降低甚至徹底消滅。

（2）目前對SEs的研究更多地集中于FEs，且更多集中于實驗室單因子模擬階段，需要更多地進行多因子控制研究實驗。同時有關SEs 的檢測技術手段目前仍不甚完善，這對其環(huán)境行為、理化性質(zhì)的進一步探究會有很大的阻礙。

（3）對SEs的去除效果評估更多考慮的是FEs，較少考慮CEs 和FEs 相互轉(zhuǎn)化的影響權重，未來可以將CEs的干擾性和毒性納為需要評估的變量。