E2-3S在水平流人工濕地中的降解與轉(zhuǎn)化

付晶淼 李 睿 楊 揚(yáng) 張曉萌 陳善旭 陸慧琳 王雪麗 黃夢(mèng)娜 王茜琰 戴玉女

(1.暨南大學(xué)生態(tài)學(xué)系, 廣州 510632; 2.西安理工大學(xué)西北旱區(qū)生態(tài)水利工程國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 西安 710048; 3.黑龍江省設(shè)計(jì)集團(tuán)有限公司, 哈爾濱 150040; 4.暨南大學(xué)熱帶亞熱帶水生態(tài)工程教育部工程研究中心, 廣州 510632)

天然雌激素以具有活性的、疏水性自由態(tài)(Free estrogens, FEs)或失活的、極性增強(qiáng)的結(jié)合態(tài)(Conjugated estrogens, CEs)兩種形式存在, FEs包括雌酮(Estrone, E1)、雌二醇(17β-Estradiol, E2)和雌三醇(Estriol, E3)等, CEs是FEs中的羥基與硫酸鹽或葡萄糖苷酸鹽形成酯鍵產(chǎn)生的, 包括硫酸鹽結(jié)合態(tài)類雌激素(Sulfate conjugated estrogens, S- CEs)和葡糖苷酸鹽結(jié)合態(tài)類雌激素(Glucuronide conjugated estrogens, G-CEs), 如E1-3G, E2-3S等。不同種類雌激素的污染源也不盡相同, 其主要源于哺乳動(dòng)物的日常排泄、避孕藥等藥物的使用、制藥廠、醫(yī)院及生活污水的排放。Sim等[1]對(duì)韓國(guó)內(nèi)進(jìn)水來源不同的 11 座污水處理廠進(jìn)、出水中的E1、17β-E2、17α-E2、E3和EE2五種雌激素進(jìn)行了監(jiān)測(cè), 進(jìn)水主要包括城市污水、畜禽廢水、醫(yī)院污水和制藥廠污水, 其中畜禽廢水處理廠進(jìn)水雌激素濃度最高,濃度高達(dá)0.195—10.4 μg/L, 其次是城市污水處理廠, 濃度在0.028—1.15 μg/L, 醫(yī)院污水處理廠的雌激素濃度為0.068—0.130 μg/L, 制藥廠中雌激素濃度最低, 在0.015—0.070 μg/L; 畜禽廢水處理廠出水中所含雌激素濃度同進(jìn)水一樣都是污水處理廠中最高的, 濃度在0.003—0.729 μg/L。

FEs是一類內(nèi)分泌干擾活性強(qiáng)的新興污染物,其在水環(huán)境中幾ng/L的濃度即可引起雄魚雌性化[2],生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較高, 已被列為優(yōu)先控制污染物[3]。此外,FEs還可在痕量水平(ng/L)下明顯抑制水體和沉積物微生物產(chǎn)甲烷、產(chǎn)二氧化碳的效率及反硝化速率[4—6], 對(duì)水環(huán)境微生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生危害。CEs是生物體FEs代謝循環(huán)中的一類主要產(chǎn)物, 是在生物體內(nèi)磺基轉(zhuǎn)移酶和葡萄糖苷酸基轉(zhuǎn)移酶的作用下, 由FEs結(jié)構(gòu)上的羥基與硫酸鹽或葡萄糖苷酸鹽形成酯鍵而產(chǎn)生的, 種類結(jié)構(gòu)比較復(fù)雜, 通常對(duì)于單羥基物質(zhì)如E1, 僅存在單一種類的結(jié)合態(tài)形式(如葡萄糖苷酸結(jié)合態(tài), E1-3G, 或硫酸鹽結(jié)合態(tài), E1-3S); 而對(duì)于多羥基物質(zhì)如E2等, 則可能出現(xiàn)一個(gè)或多個(gè)羥基形成不同酯鍵的情況(如E2可形成E2-3S-17G、E2-3G-17S等)[7,8]。CEs在環(huán)境微生物專性酶的作用下可水解轉(zhuǎn)化為干擾活性強(qiáng)的FEs, 從而產(chǎn)生風(fēng)險(xiǎn)。

多年來, FEs的環(huán)境效應(yīng)與環(huán)境行為引起了廣泛關(guān)注, 而CEs由于內(nèi)分泌干擾活性弱而常常被忽視。已有研究發(fā)現(xiàn), 極性較強(qiáng)的CEs可穿越土層遷移至地下水, 在微生物的水解作用下重新轉(zhuǎn)化為具有活性的自由態(tài), 對(duì)水源造成污染[9]; Kumar等[10]指出, E1在原始污水中緩慢轉(zhuǎn)化, 半衰期為9h, 而E2的半衰期僅為2h, 大部分轉(zhuǎn)化為E1。CEs(特別是SCEs, S-CEs的半衰期為5—173h高于G-CEs的1.5—116h[11])甚至比FEs更難降解, 且可在污水處理廠出水中被檢出[12]; 據(jù)報(bào)道, 日本20個(gè)污水處理廠進(jìn)出水均檢出多種CEs, 有的濃度高達(dá)1000 ng/L[13],國(guó)內(nèi)某污水處理廠養(yǎng)豬場(chǎng)附近6.1—8.0 m深處地下水中的E2-3G濃度高達(dá)425 ng/L[9]。而養(yǎng)殖場(chǎng)廢水和污水處理系統(tǒng)排水中的CEs很可能是環(huán)境介質(zhì)中FEs持續(xù)存留的重要原因。

由于沒有考慮CEs向FEs轉(zhuǎn)化的影響, 導(dǎo)致以往的研究中FEs在污水處理系統(tǒng)中的濃度變化規(guī)律性差和去除效率波動(dòng)性大, 有的去除效率高達(dá)100%,而有的則為負(fù)去除[14], 因此, 綜合考慮FEs與CEs在污水處理系統(tǒng)中的行為是全面評(píng)估雌激素類物質(zhì)去除的重要方向。同時(shí), 對(duì)CEs的環(huán)境行為研究尚處于起步階段。對(duì)污水處理系統(tǒng)的研究以常規(guī)污水處理廠為主, 目前已發(fā)現(xiàn)G-CEs葡萄糖苷酸酶作用下水解較快, 而由于缺乏相應(yīng)降解酶(芳基磺酸酶)而導(dǎo)致S-CEs的水解速度較慢[15—18]。國(guó)內(nèi)外已陸續(xù)開展污水處理廠對(duì)CEs去除的研究[12], 主要停留在表觀去除率上, 最近研究表明, 國(guó)內(nèi)某污水處理廠出水中E1、E1-3S、E2-3S檢出率為100%, 隨著污水處理流程的進(jìn)行, CEs占總雌激素的比例逐漸增加, 室內(nèi)抑制試驗(yàn)還發(fā)現(xiàn)好氧活性污泥胞外酶葡萄糖苷酸酶和芳基磺酸酶分別是E1-3G和E1-3S水解的唯一因素, 胞內(nèi)其他酶負(fù)責(zé)后續(xù)FEs降解[8]。以往研究通常認(rèn)為, 被去除的CEs均轉(zhuǎn)化為FEs[12],但近年有研究發(fā)現(xiàn), 由E2代謝產(chǎn)生的E1可在土壤微生物的作用下轉(zhuǎn)化為E1-3S, 這使得FEs與CEs間的轉(zhuǎn)化關(guān)系可能比過去的認(rèn)識(shí)更為復(fù)雜[16]。

人工濕地(CWs)是生活污水處理的生態(tài)解決方案, 但是關(guān)于CWs去除雌激素的研究較少[19,20], 同時(shí)考慮FEs與CEs的研究十分匱乏。本文研究團(tuán)隊(duì)前期系統(tǒng)開展了FEs在CWs中的去除效果研究, 也發(fā)現(xiàn)了CEs對(duì)FEs去除效率的潛在影響, 有必要進(jìn)一步開展CEs在CWs中的降解規(guī)律研究[21]?；贑Ws相對(duì)復(fù)雜與豐富的內(nèi)環(huán)境, 已發(fā)現(xiàn)其對(duì)E2的降解途徑具有多樣性[22], 因此, CEs在CWs中的降解轉(zhuǎn)化途徑可能與活性污泥系統(tǒng)不同, 與溶解氧條件有關(guān), 好氧活性污泥系統(tǒng)中E1-3S是E2-3S的主要轉(zhuǎn)化產(chǎn)物[10], 而缺氧的水平流CWs中生成量較少。若經(jīng)證實(shí)E1-3S、E2-3S和E2-3,17S等較難水解的CEs在污水處理系統(tǒng)中可以不經(jīng)水解而直接被降解, 則可能為CEs提出一條新的歸趨途徑[23]。

因此, 本研究選擇由活性最強(qiáng)的E2所形成的常見E2-3S為目標(biāo)物, 研究其在有/無種植植物水平流人工濕地(Horizontal flow constructed wetlands,HFCWs)中的沿程降解規(guī)律, 同時(shí)監(jiān)測(cè)15種雌激素:E1、E2、αE2、E3、E1-3G、E2-3G、E2-17G、E3-3G、E1-3S、E2-3S、αE2-3S、E3-3S、E2-3,17S、E2-3S,17G和E2-3G,17S的變化, 包括鮮少關(guān)注的雌激素對(duì)映體及雙位取代CEs, 為綜合評(píng)估E2-3S在HFCWs中與其他雌激素形態(tài)間的轉(zhuǎn)化途徑提供新認(rèn)識(shí)。

1 材料與方法

1.1 試劑、材料及設(shè)備

本研究選擇了15種雌激素為監(jiān)測(cè)目標(biāo)物, 根據(jù)分子結(jié)構(gòu)和性質(zhì)分成四類: (1)FEs: 包括Estrone(E1)、17β-estradiol(E2)、17α-estradiol(αE2)和17βestriol(E3); (2)G-CEs: Estrone-3-glucuronide(E1-3G)、17β-estradiol-3-glucuronide(E2-3G)、17β-estradiol-17-glucuronide(E2-17G)和Estriol-3-glucuronide(E3-3G); (3)S-CEs: Estrone-3-sulfate(E1-3S)、17β-estradiol-3-sulfate(E2-3S)、17α-estradiol-3-sulfate(αE2-3S)和Estriol-3-sulfate(E3-3S); (4)D-CEs:Estradiol-3,17-sulfate (E2-3,17S )、Estradiol-3-sulfate,-17-glucuronide(E2-3S,17G)和Estradiol-3-glucuronide,-17-sulfate(E2-3G,17S); 雌激素標(biāo)準(zhǔn)品和6種同位素內(nèi)標(biāo)物標(biāo)準(zhǔn)品來源與信息見表1, 購(gòu)自CDN ISOTopes試劑公司(加拿大)、TRC試劑公司(加拿大)、Dr.Ehrenstorfer試劑公司(德國(guó))和Sigma試劑公司(美國(guó)), 純度＞97%。

玻璃器皿使用前經(jīng)過重鉻酸鉀/硫酸洗液洗滌,自來水沖洗, 蒸餾水沖洗, 并烘干后置于馬弗爐(450℃)中焙燒4h。過濾水樣的濾膜為Whatman GF/F(直徑47 mm, 0.7 μm孔徑), 過濾濃縮后樣品的濾膜均為玻璃纖維濾膜(直徑13 mm, 0.22 μm孔徑)。固相萃取柱選用美國(guó)Waters公司的Oasis HLB小柱(500 mg, 6 mL)。所需溶劑均為色譜純(德國(guó)默克公司)。試驗(yàn)用水均為Milli-Q 超純水。

標(biāo)準(zhǔn)品均用甲醇配成標(biāo)準(zhǔn)溶液, 并配制濃度為100 mg/L的混合標(biāo)準(zhǔn)溶液, 于-20℃冰箱中保存。

主要儀器包括高效液相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀購(gòu)自美國(guó) AB SCIEX 公司(UPLC-MS/MS, ABI 5500), 氮吹儀(上海安譜), 渦旋器(海門其林貝爾), 冷凍干燥機(jī)(杭州富睿捷)。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

2017年11月, 于暨南大學(xué)校園內(nèi), 構(gòu)建2個(gè)HFCWs裝置: (1)無植物濕地(U-CW)與(2)種植植物濕地(P-CW)。裝置材料為有機(jī)玻璃, 裝置尺寸120 cm(長(zhǎng))×15 cm(寬)×65 cm(高), 外側(cè)遮光(圖1)。裝置內(nèi)填充粒徑0.5 cm石英砂60 cm厚, 運(yùn)行水位55 cm。分別在裝置水平距離0、20、60、100和120 cm, 以及裝置垂直深度20、40和60 cm處設(shè)置15個(gè)采樣口(濕地基質(zhì)高度低于裝置高度5 cm, 因此取水口位置分別對(duì)應(yīng)基質(zhì)的15、35和55 cm), 用于采集濕地沿程不同空間位置出水。植物選擇黃菖蒲幼苗, 每個(gè)裝置均勻種植15株。濕地進(jìn)水為真實(shí)生活污水[TN為(24.48±1.97) mg/L, TP為(2.63±0.20) mg/L,DO為0.49 mg/L, pH為7.255, EC為665 mS/cm], 向污水中添加E2-3S標(biāo)準(zhǔn)溶液以使進(jìn)水理論濃度為2000 ng/L(濃度為5.34 nmol/L), 每個(gè)裝置進(jìn)水量為15 L/d, 水力負(fù)荷為0.1 m/d, 采用微量蠕動(dòng)泵進(jìn)行連續(xù)進(jìn)水, 理論水力停留時(shí)間為1.5d。

圖1 水平流人工濕地裝置結(jié)構(gòu)圖Fig.1 Schematic design characteristics of horizontal flow constructed wetlands

2017年11月至2018年6月采用未添加E2-3S的生活污水培育濕地系統(tǒng), 植物生長(zhǎng)良好, 根須可達(dá)裝置深層。2018年7月開始添加目標(biāo)物E2-3S, 1個(gè)月后開始樣品采集, 考察雌激素E2-3S及其產(chǎn)物在有無植物HFCWs不同位點(diǎn)中的空間分布情況。

1.3 樣品采集與提取

分別采集進(jìn)水及裝置15個(gè)出水口水樣10 mL,用GF/F濾頭過濾, 收集于50 mL離心管中, 同時(shí)采用YSI監(jiān)測(cè)物理指標(biāo)(溫度、pH、電導(dǎo)率、DO)。樣品共采集6次, 間隔1周采1次, 采集原生活污水0.5 L,每次采集平行雙樣, 每升水樣加入1 mL 4.0 mol/L的濃硫酸進(jìn)行酸化, 以抑制細(xì)菌活性。經(jīng)47 mm、0.7 μm GF/F濾膜過濾; 后加入50 mL甲醇(使甲醇含量為5%), 0.5 g 金屬螯合劑Na2-EDTA, 搖勻使鹽溶解; 加入100 μL 1 ppm內(nèi)標(biāo), 最終定容于1 mL。采用固相萃取法提取, 提取方法根據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道微調(diào)[17],依次用2次×5 mL甲醇和2次×5 mL超純水活化500 mg HLB小柱, 水樣以10 mL/min的速度上柱, 最后用50 mL含5%甲醇的超純水洗滌樣品瓶2次。然后用5%甲醇+2%乙酸, 5%甲醇+2%氨水, 5%甲醇水溶液分別10 mL依次淋洗。以2次×4 mL二氯甲烷(DCM)∶甲醇(MEOH)=1∶1的溶液洗脫, 收集于15 mL玻璃管中。洗脫液于溫和N2下吹至近干, 用1 mL甲醇復(fù)溶, 渦旋60s。經(jīng)0.22 μm玻璃纖維濾器過濾, 轉(zhuǎn)移至含0.25 mL內(nèi)插管的2 mL棕色樣品瓶中, 保存于-18℃冰箱待測(cè)。

1.4 分析檢測(cè)方法

利用超高效液相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀(UPLCMS/MS)對(duì)15種雌激素進(jìn)行檢測(cè), 儀器模式為負(fù)離子模式[ESI(-)], 選擇多反應(yīng)監(jiān)測(cè)模式(MRM)進(jìn)行分析, 具體方法參考文獻(xiàn)[17]報(bào)道, 物質(zhì)的質(zhì)譜儀器參數(shù)詳見表1。液相方法中色譜柱選用Waters BEH-C18 (100 mm×2.1 mm, 1.7 μm, Waters); 流動(dòng)相為含1‰(v/v)色譜純氨水的Milli-Q水(A)和含1‰(v/v)色譜純氨水的含1‰(v/v)色譜純氨水的甲醇、水、乙腈混合溶液(體積比1∶1∶8); 分析柱溫為35℃, 進(jìn)樣量5 μL; 流動(dòng)相流速0.2 mL/min, 洗脫程序梯度為(時(shí)間 min, B%): (0, 10), (5, 40), (5.1, 50),(8, 50), (10, 60), (10.01, 100), (12,100)。采用內(nèi)標(biāo)法進(jìn)行定量, 方法檢測(cè)限(LOD)和定量限(LOQ)分別采用信噪比的3倍和10倍計(jì)算。該方法所有物質(zhì)回收率在87%—106%, 儀器LOQ在0.005—0.2 μg/L。

1.5 數(shù)據(jù)分析及可視化作圖方法

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS 22 進(jìn)行顯著性分析, 采用Origin 2022 繪制相應(yīng)數(shù)據(jù)圖。兩個(gè)統(tǒng)計(jì)變量的相關(guān)性評(píng)價(jià)采用 Spearman 相關(guān)分析。P＜0.05 認(rèn)為差異具有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義(P＜0.05 記作*,P＜0.01 記作**)。

2 結(jié)果與討論

2.1 進(jìn)水水質(zhì)

生活污水背景中分別檢出E1、E3、E2-17G、E1-3S、E2-3S和E3-3S六種雌激素, 濃度為0.81—168.33 ng/L。如圖2所示, 以E3為主, 約占生活污水中雌激素總量的72%; 其次為E1, 占雌激素總量的19%, 少量S-CEs被檢出, 濃度僅為0.002—0.058 nmol/L。向生活污水中添加2000 ng/L(5.34 nmol/L)的目標(biāo)物E2-3S后, 水中除了可檢出上述6種雌激素, 還可檢出3種D-CEs(E2-3-17S, E2-3S-17G, E2-3G-17S)。這說明濕地進(jìn)水中E2-3S已開始發(fā)生降解與轉(zhuǎn)化(總雌激素濃度為6.84 nmol/L), 扣除背景濃度后, 可觀察到E2-3S最先依次可產(chǎn)生E2(2.12 nmol/L)、E1(1.21 nmol/L)、E3(0.78 nmol/L)、E1-3S(0.21 nmol/L)、E3-3S(0.08 nmol/L)及痕量DCEs(濃度0.18 nmol/L), 說明在進(jìn)水低氧條件下(DO=0.49 mg/L), E2-3S更容易通過水解釋放E2, 僅少量通過氧化形成E1-3S。生活污水E2-3S背景濃度(0.002 nmol/L)遠(yuǎn)低于試驗(yàn)濃度, 不會(huì)對(duì)E2-3S在濕地系統(tǒng)中的降解轉(zhuǎn)化產(chǎn)生干擾。

圖2 生活污水背景濃度及人工濕地進(jìn)水濃度Fig.2 The concentrations of background of domestic sewage and influent of CWs

2.2 E2-3S的消減

E2-3S在U-CW和P-CW中初始濃度相同, 沿程濃度變化見圖3?？梢钥闯? E2-3S進(jìn)入HFCWs后,水平距離0基質(zhì)垂直深度15 cm的采樣點(diǎn)轉(zhuǎn)化率已經(jīng)高達(dá)98%以上, 兩組濕地對(duì)E2-3S的消減無顯著差異(P＞0.05)。U-CW中E2-3S濃度沿進(jìn)水端到出水端的水平距離逐漸降低, 垂直上由上至下逐漸降低;P-CW中E2-3S濃度在水平距離距進(jìn)水口約40 cm位置處達(dá)到最低值。

2.3 代謝物的降解與轉(zhuǎn)化

E2-3S在濕地中可轉(zhuǎn)化為E1、E3和D-CEs, 這些產(chǎn)物在濕地中的空間分布如圖3所示。代謝物在兩個(gè)系統(tǒng)均可發(fā)生不同程度的代謝降解, 其中E1和E3為主要代謝產(chǎn)物, D-CE次之。不同位點(diǎn)各類雌激素濃度差異較大, P-CW整體去除速率明顯快于U-CW, 進(jìn)水總雌激素濃度(6.84±1.54) nmol/L, PCW出水雌激素產(chǎn)物濃度(0.95±0.20) nmol/L, 去除率達(dá)86%, 而U-CW濃度(2.88±1.34) nmol/L, 去除率僅為58%。其上部位點(diǎn)累積濃度均低于中下部位點(diǎn)濃度, 上部位點(diǎn)的雌激素降解速率相對(duì)較快, PCW中的趨勢(shì)更為明顯, 低濃度區(qū)域分布更深; 沿著水平距離的增加, 代謝物得到進(jìn)一步降解, 后部位點(diǎn)的累積濃度逐級(jí)低于前部位點(diǎn)。

圖3 E2-3S的空間消減Fig.3 The space reduction of E2-3S

可見HFCWs中植物對(duì)雌激素的轉(zhuǎn)化與降解有重要影響, 據(jù)報(bào)道, 濕地植物的直接影響主要發(fā)生在根際區(qū)域[24], 部分雌激素可能會(huì)被植物根系吸收,進(jìn)入植物體內(nèi), 發(fā)生一系列的遷移和降解過程。另一方面, 植物根系具有較大的比表面積和有根系泌氧功能, 不僅為根際微生物提供了良好的生境, 而且大大提高了該地區(qū)微生物的豐富度和多樣性[25],因此, 相比U-CWs, P-CWs具有更好的性能。

15個(gè)位點(diǎn)中濃度占比最高的均為E1, 均占70%以上, 呈現(xiàn)先增長(zhǎng)后降低的趨勢(shì)(圖4), P-CW最終出水E1濃度0.7 nmol/L顯著低于進(jìn)水濃度(1.21 nmol/L), 而U-CW中形成E1的積累, 出水濃度遠(yuǎn)高于進(jìn)水濃度, 達(dá)2.45 nmol/L, 植物的存在會(huì)對(duì)E1降解產(chǎn)生促進(jìn)作用。系統(tǒng)進(jìn)水中E2、E3濃度占比較高, 進(jìn)入濕地系統(tǒng)后所有位點(diǎn)均未檢出E2, E3在P-CW的C8位點(diǎn)之后也未檢出, 說明二者在濕地環(huán)境中極易被轉(zhuǎn)化分解。4種G-CEs包括進(jìn)出水在內(nèi)的所有位點(diǎn)均未被檢出, 說明E2-3S不會(huì)向4種G-CEs轉(zhuǎn)化。在2個(gè)系統(tǒng)的15個(gè)位點(diǎn)中均檢出3種D-CEs, P-CW呈現(xiàn)出下部位點(diǎn)濃度高于上部位點(diǎn), 且U-CW的D-CEs濃度普遍高于P-CW, 說明植物會(huì)抑制D-CEs的產(chǎn)生或者有利于其降解(圖5)。

圖4 水平流人工濕地不同位點(diǎn)雌激素累積濃度Fig.4 Cumulative concentration of estrogen at different sites in HFCWs

圖5 主要代謝物降解與轉(zhuǎn)化熱圖(a.E1; b.E3; c.D-CEs)Fig.5 Generation and elimination diagram of major metabolite

通過各位點(diǎn)E1濃度的對(duì)比, 可見P-CW對(duì)E1有明顯的降解作用, 主要媒介可能是根系分泌物。有研究發(fā)現(xiàn)根系分泌物濃度越高可以提高E1的生物降解作用[26]。根際釋放的根系分泌物可為根際微生物提供生長(zhǎng)碳源, 從而提高微生物活性, 馴化出相應(yīng)的微生物種群, 并誘導(dǎo)產(chǎn)生相應(yīng)的降解酶, 以此來降解雌激素[27]。

2.4 雌激素與環(huán)境因子的關(guān)系

試驗(yàn)中同時(shí)檢測(cè)了兩組濕地系統(tǒng)中不同位點(diǎn)環(huán)境因子(DO、pH、EC)變化特征(圖6)。其中, PCW中的DO(0.48—1.15 mg/L)明顯高于U-CW(0.39—0.88 mg/L), 且DO呈現(xiàn)后部位點(diǎn)高于前部位點(diǎn), 尤其是表層位點(diǎn), 主要是由于濕地前端污水中有機(jī)物大量降解使得溶氧快速消耗[28], 沿著水平遷移至后部出水端污染物減少, 耗氧量降低, 水體溶解氧也逐漸上升?？傮w來說, 水體呈現(xiàn)中性偏堿的環(huán)境,U-CW從C1到C15位點(diǎn)沿著水平距離、垂直深度的增加pH均略有增加, 但整體變化波動(dòng)不明顯; PCW垂直方向趨勢(shì)與之相同, 但不同的是隨著水平距離增加pH逐漸減小, C3點(diǎn)pH為最高值。電導(dǎo)率基本呈現(xiàn)由進(jìn)水到出水的水平沿程依次遞減的趨勢(shì), 主要是由于大量的營(yíng)養(yǎng)元素被消耗, 各類污染物質(zhì)也逐漸被去除, 水質(zhì)得到了凈化。P-CW電導(dǎo)率低于U-CW, 表明P-CW出水水質(zhì)相對(duì)更好。

圖6 水平流人工濕地不同位點(diǎn)環(huán)境因子變化(a.DO; b.pH; c.EC)Fig.6 Dynamic change of environmental factors at different sites in HFCWs

將各位點(diǎn)的降解轉(zhuǎn)化產(chǎn)物濃度與環(huán)境因子作相關(guān)性分析(圖7), 可見, U-CW的環(huán)境因素對(duì)兩種主要產(chǎn)物E1和E3均有顯著性影響, 其中EC與兩種產(chǎn)物呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P＜0.001), DO和pH均與其呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P＜0.01), 在U-CW中雌激素的降解轉(zhuǎn)化主要受環(huán)境影響。P-CW與環(huán)境因素相關(guān)性減弱, 依然表現(xiàn)出DO與大多數(shù)產(chǎn)物呈負(fù)相關(guān), EC與其呈正相關(guān)。pH主要是受植物的影響, 上部植物根系分泌物產(chǎn)酸及呼吸代謝作用會(huì)向水中釋放CO2,且植物根系泌氧通常有利于硝化反應(yīng)發(fā)生, 從而引起根際酸堿度的變化[29], 使pH降低, 因此pH呈現(xiàn)出與DO相反的趨勢(shì)。

圖7 E2-3S轉(zhuǎn)化產(chǎn)物與環(huán)境因子的相關(guān)性Fig.7 Correlation between transformation products of E2-3S and environmental factors

從兩個(gè)濕地的DO變化可見, P-CW中植物根系泌氧有助于形成根區(qū)有氧區(qū)域和遠(yuǎn)根區(qū)缺氧區(qū)域的共同存在[30], 為好氧、兼性厭氧和厭氧微生物提供了適宜小生境[31], 有利于FEs好氧降解[21], 因此根際充足的氧化環(huán)境為降解雌激素提供更多的途徑。

2.5 轉(zhuǎn)化路徑

試驗(yàn)添加的E2-3S在進(jìn)水中已經(jīng)開始發(fā)生轉(zhuǎn)化,如圖8所示各轉(zhuǎn)化產(chǎn)物所占比例, 僅剩32%的E2-3S未發(fā)生轉(zhuǎn)化, 最先形成的主要產(chǎn)物為E1、E2、E3和E1-3S。根據(jù)各雌激素形態(tài)濃度變化(圖1和圖3)進(jìn)行分析發(fā)現(xiàn): 只在進(jìn)水樣品中檢測(cè)到高濃度的E2和少量E1-3S, 與活性污泥系統(tǒng)中[10]E2-3S主要降解產(chǎn)物是E1-3S、E1和E2不同, HFCWs系統(tǒng)所有位點(diǎn)出水樣品中均未檢測(cè)到E2及E1-3S。進(jìn)入HFCWs后, 在基質(zhì)垂直深度15 cm處, E2-3S和E3濃度持續(xù)降低, 而E1在初始位點(diǎn)(c1-c3)濃度升高, 是由于在HFCWs中同時(shí)存在產(chǎn)生與降解, 初始位點(diǎn)E2-3S及其轉(zhuǎn)化產(chǎn)物不斷向E1轉(zhuǎn)化, 生成速率大于降解速率導(dǎo)致E1濃度升高, 隨著水流遷移, E1濃度開始降低,雌激素總累積濃度也持續(xù)降低, 說明中后部位點(diǎn)主要為降解過程。P-CW的c4、c5位點(diǎn)出現(xiàn)少量αE2-3S, 是E2-3S的對(duì)映異構(gòu)體, 且繼c4點(diǎn)出現(xiàn)αE2-3S后僅c5位點(diǎn)出現(xiàn)了E1-3S, 也說明E1-3S也是αE2-3S的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物, 此為有無植物兩濕地系統(tǒng)中的轉(zhuǎn)化途徑的主要差異, 而各途徑貢獻(xiàn)無顯著差異。

圖8 E2-3S轉(zhuǎn)化路徑Fig.8 The transformation path of E2-3S

已有研究發(fā)現(xiàn)CEs在環(huán)境中優(yōu)先被微生物水解為FEs[32], 再進(jìn)一步發(fā)生降解。αE2-3S在厭氧的養(yǎng)殖廢水中更容易發(fā)生水解解離而形成FEs[33], 而在好氧條件下更容易直接氧化為E1-3S[34]。生活污水由于有機(jī)物濃度高一般呈現(xiàn)缺氧的狀態(tài), 因此進(jìn)水中產(chǎn)物E2濃度遠(yuǎn)高于產(chǎn)物E1-3S。而遵循典型的醇氧化為酮反應(yīng), E2較易氧化形成E1[35], 故E2-3S去共軛為E2后被迅速轉(zhuǎn)化為E1, 團(tuán)隊(duì)前期研究已發(fā)現(xiàn)E2非常易于轉(zhuǎn)化為E1[21]。類似地, E1-3S在缺氧環(huán)境中也易于發(fā)生硫酯鍵斷裂解離出E1, 所以進(jìn)水中E1濃度較高。Zhang等[34]證明E1是E2和E1-3S的共同代謝產(chǎn)物, 是一種二次降解產(chǎn)物。此外, 據(jù)報(bào)道E2-3S會(huì)發(fā)生羥基化和酮化[18], E2-3S羥基化轉(zhuǎn)化為E3-3S, 但E3-3S在進(jìn)水只有少量檢出, 這主要由于E3-3S會(huì)進(jìn)一步斷裂共軛硫酯鍵形成E3, 因此進(jìn)水中有大量的E3檢出。本研究首次觀察到E2-3S可形成痕量D-CEs, 取代位點(diǎn)為C-3和C-17位置[36], 且其形成可能與厭氧缺氧環(huán)境有關(guān)。基于以上分析, 圖8描述出了E2-3S的轉(zhuǎn)化途徑, 可見E2-3S最終的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物主要為E1, E1繼而發(fā)生進(jìn)一步降解代謝。

3 結(jié)論

本研究中探討了有無植物兩個(gè)HFCWs對(duì)E2-3S轉(zhuǎn)化途徑及行為規(guī)律的影響, 得到如下結(jié)論:(1)HFCW對(duì)E2-3S降解效率高達(dá)99%, 有無植物沒有顯著影響, 然而, E2-3S可轉(zhuǎn)化為其他雌激素產(chǎn)物,結(jié)合目標(biāo)物與產(chǎn)物的共同去除, P-CW對(duì)雌激素整體去除率為86%, 顯著高于U-CW(58%)。(2)E2-3S可轉(zhuǎn)化為E1、E3和D-CEs, 其中占比最高的產(chǎn)物為E1, 達(dá)70%以上, E3次之, P-CW中發(fā)現(xiàn)痕量E2-3S的對(duì)映體αE2-3S; 植物提高了濕地DO水平, 有利于FEs好氧降解。(3)E2-3S的主要轉(zhuǎn)化路為經(jīng)硫酯鍵斷裂形成E2再氧化生成E1, 其次路徑為直接氧化為E1-3S再水解生成E1, 再次路徑為羥基化形成E3-3S再水解生成E3再生成E1, 此外, 首次發(fā)現(xiàn)E2-3S還可以產(chǎn)生痕量雙位取代D-CEs(＜總雌激素的5%), 且植物系統(tǒng)中存留量更低。