楊晨，張思玉，雷蕾,3，韓雅琦,3，孔宇，張雪嬌，趙青，李海波，李英華,*

1. 東北大學(xué)資源與土木工程學(xué)院，沈陽(yáng) 110004 2. 中國(guó)科學(xué)院沈陽(yáng)應(yīng)用生態(tài)研究所，沈陽(yáng) 110016 3. 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049

目前水環(huán)境中檢出的有機(jī)污染物高達(dá)數(shù)千種，且數(shù)量仍在不斷增加[1-2]。其中，酚類(lèi)化合物被中國(guó)[3]及美國(guó)環(huán)保局(EPA)列為優(yōu)先控制的有機(jī)污染物[4]。環(huán)境中的酚類(lèi)污染物對(duì)人體健康和生態(tài)安全構(gòu)成較大威脅，因此有必要了解其環(huán)境轉(zhuǎn)化行為及歸趨。金雀異黃酮(genistein, Gs)作為一種多羥基酚類(lèi)豆科植物雌激素，是一種環(huán)境內(nèi)分泌干擾物(EDCs)[5]，對(duì)水生生物有一定危害，可能威脅生態(tài)系統(tǒng)安全。研究發(fā)現(xiàn)，大豆加工廢水中Gs濃度為4.8～151 μg·L-1，其他豆科植物加工廢水中Gs也高達(dá)10.5 μg·L-1[6-7]。Gs在地表水中也被頻繁檢出，瑞士牧場(chǎng)和愛(ài)德華市大豆玉米田的溪流排水中，Gs濃度為6.4～41 ng·L-1[8-9]。日本城市溪流中Gs的濃度高達(dá)143.4 μg·L-1[10]。

DOM廣泛存在于水體中，是影響有機(jī)污染物水環(huán)境光化學(xué)行為的重要活性物質(zhì)[13]。酚類(lèi)有機(jī)污染物被3DOM*敏化光降解的研究屢見(jiàn)不鮮。Warren等[15]、Yamaji等[16]研究發(fā)現(xiàn)酚類(lèi)污染物通過(guò)質(zhì)子耦合電子轉(zhuǎn)移機(jī)理被敏化光降解；孫國(guó)新等[17]發(fā)現(xiàn)DOM敏化四溴雙酚A光降解受水中Cl-和Br-影響。酚類(lèi)污染物受水體pH值的影響可能會(huì)出現(xiàn)多種解離形態(tài)。張燕等[18]研究發(fā)現(xiàn)酚類(lèi)直接光解速率受解離形態(tài)差異影響。但3DOM*對(duì)酚類(lèi)污染物不同解離形態(tài)的敏化活性差異及敏化機(jī)制還未可知。

由于DOM組成較為復(fù)雜，前人研究中通常選取亞甲基藍(lán)(MB)或芳香酮等[19-20]小分子敏化劑(Sens)模擬3DOM*的敏化作用。因此，本研究以Gs為研究對(duì)象[9]，以MB、3-甲氧基苯乙酮(3-MAP)、2-萘乙酮(2-AN)和2-苯甲酮(BP)模擬DOM引發(fā)敏化光降解，通過(guò)考察4種Sens引發(fā)Gs間接光降解的活性差異，闡釋Gs間接光降解速率與Sens性質(zhì)的關(guān)系；通過(guò)考察pH值對(duì)Gs間接光降解表觀速率常數(shù)的影響，闡明不同解離形態(tài)Gs發(fā)生敏化光降解的活性差異。結(jié)合密度泛函理論(DFT)計(jì)算[21]，闡明不同解離形態(tài)Gs的敏化光降解機(jī)理。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實(shí)驗(yàn)試劑

3-MAP(純度≥98%)購(gòu)于麥克林試劑公司；MB(純度≥98%)、2-AN(純度≥99%)購(gòu)于北京百靈威科技有限公司；BP(純度≥98%)購(gòu)于上海阿拉丁有限公司；Gs(純度≥98%)購(gòu)于梯希愛(ài)(上海)化成工業(yè)發(fā)展有限公司；甲醇(色譜純，純度≥99.9%)購(gòu)于Sigma-Aldrich公司；氫氧化鈉、高氯酸和高氯酸鈉等為分析純。

1.2 實(shí)驗(yàn)方案

光降解實(shí)驗(yàn)裝置為南京胥江XPA-7型光化學(xué)反應(yīng)儀，以350 W的氙燈作為實(shí)驗(yàn)光源，通過(guò)低溫恒溫槽(YRDC-2020，上海亞榮生化儀器廠)控制反應(yīng)儀器內(nèi)溫度約為18 ℃。Gs分子結(jié)構(gòu)中存在3個(gè)可解離的酚羥基，解離常數(shù)依次為pKa1= 7.2、pKa2= 10、pKa3= 13.1[22-23]，對(duì)應(yīng)4種解離形態(tài)(圖1a)：中性分子(Gs0)、一價(jià)陰離子(Gs-H)、二價(jià)陰離子(Gs-2H)和三價(jià)陰離子(Gs-3H)。有研究表明，溶液離子強(qiáng)度影響3DOM*敏化有機(jī)污染物間接光降解反應(yīng)[24]，因此，實(shí)驗(yàn)中以氫氧化鈉、高氯酸調(diào)節(jié)反應(yīng)溶液的pH值，并通過(guò)加入高氯酸鈉，使溶液總離子強(qiáng)度為0.1 mol·L-1。

取Gs和Sens溶液配制初始濃度各為5 μmol·L-1的光解反應(yīng)液，水浴超聲20 min使其混合均勻。取50 mL反應(yīng)液，置于Pyrex玻璃試管中，在350 W氙燈(到達(dá)反應(yīng)溶液的光強(qiáng)約為500 W·m-2)照射下進(jìn)行光降解反應(yīng)。Pyrex玻璃用于濾去λ<290 nm的紫外光(圖2)，以模擬太陽(yáng)光光譜中λ>290 nm的紫外、可見(jiàn)光。以MB作Sens的實(shí)驗(yàn)中，使用濾光片去除λ<420 nm的紫外光(圖2)，避免MB快速直接光解，導(dǎo)致反應(yīng)過(guò)程中Sens濃度顯著變化。光解反應(yīng)液中加入10%的甲醇消除羥基自由基(HO·)[25]的干擾。光照實(shí)驗(yàn)每組重復(fù)3次。暗反應(yīng)實(shí)驗(yàn)中，發(fā)現(xiàn)Gs幾乎不降解。

圖1 金雀異黃酮(Gs)的4種解離形態(tài)(a)及其隨pH值的分布(b)Fig. 1 Four dissociation species of genistein (Gs) and their distribution varied with pH

1.3 分析測(cè)試方法

使用UV-2700型紫外分光光度計(jì)(島津公司，日本)測(cè)定吸光度和透光率。使用高效液相色譜儀(安捷倫，美國(guó))分析Gs濃度。具體分析條件為：色譜柱使用Agilent Wonda Sil C18 (150 mm × 4.6 mm, 5 μm)；流動(dòng)相為甲醇和0.1%的醋酸水溶液(V∶V = 60∶40)，流速1 mL·min-1；紫外檢測(cè)波長(zhǎng)為259 nm；色譜柱溫度為25 ℃；進(jìn)樣量為10 μL。通過(guò)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)方程(1)擬合得到Gs的表觀光降解速率常數(shù)(kin, min-1)：

(1)

式中：ct為t時(shí)刻Gs的濃度(μmol·L-1)；c0為Gs初始濃度(μmol·L-1)；t為光解反應(yīng)時(shí)間(min)。

1.4 計(jì)算方法

Sens敏化有機(jī)物的主要機(jī)理為能量轉(zhuǎn)移[26-27]或電子轉(zhuǎn)移[28]，使污染物分子轉(zhuǎn)化為激發(fā)三線(xiàn)態(tài)或自由基等活性中間物種，進(jìn)而發(fā)生光降解。使用DFT計(jì)算Gs的激發(fā)能(ET)、垂直電離能(VIE)、垂直電子親和勢(shì)(VEA)等參數(shù)，以判斷反應(yīng)能否自發(fā)進(jìn)行。其中，MB在水中電離，以帶正電的顯色基團(tuán)(MB+)形式存在[19]。因此，計(jì)算中考慮MB+的光敏化能力。其余3種Sens均計(jì)算分子形態(tài)的敏化能力。分別根據(jù)式(2)和(3)的VIE和VEA，以評(píng)價(jià)電子得失能力：

VIE(Gs) = E(Gs+·)-ET(Gs)

(2)

VEA(Gs) = E(Gs-·)-ET(Gs)

(3)

式中：E(Gs)、E(Gs+·)和E(Gs-·)為Gs、其失去一個(gè)e和得到一個(gè)e后的能量。

通過(guò)式(4)和(5)計(jì)算Sens激發(fā)三線(xiàn)態(tài)(3Sens* )的VIE(3Sens* )和VEA(3Sens* )：

VIE(3Sens* ) = E(Sens+·)-E(Sens)-E(3Sens* )

(4)

VEA(3Sens* ) = E(Sens-·)-E(Sens)-E(3Sens* )

(5)

式中：E(Sens)、E(Sens+·)和E(Sens-·)為Sens及其失去一個(gè)e和得到一個(gè)e后的能量；ET(3Sens* )為Sens激發(fā)三線(xiàn)態(tài)的垂直躍遷能。

根據(jù)式(6)～(8)判斷T1態(tài)Sens與Gs的光致能量或電子轉(zhuǎn)移反應(yīng)能否自發(fā)進(jìn)行：

3Sens* + Gs → Sens +3Gs*

ET1(3Sens* ) > ET1(3Gs* )

(6)

3Sens* + Gs → Sens-·+ Gs+·

△G1= VEA(3Sens* ) + VIE(Gs)

(7)

3Sens* + Gs → Sens+·+ Gs-·

△G2= VEA(Gs) + VIE(3Sens* )

(8)

式中：3Gs* 為Gs第一激發(fā)三線(xiàn)態(tài)；ET1(3Sens* ) > ET1(Gs)表示3Sens* 到Gs的能量轉(zhuǎn)移可以發(fā)生；△G為電子轉(zhuǎn)移反應(yīng)的吉布斯自由能，△G < 0說(shuō)明電子轉(zhuǎn)移反應(yīng)可自發(fā)進(jìn)行[29]。

使用DFT方法[30]和B3LYP泛函，在6-31+g(d,p)水平進(jìn)行結(jié)構(gòu)優(yōu)化和頻率分析，優(yōu)化得到穩(wěn)定結(jié)構(gòu)，通過(guò)頻率分析確定沒(méi)有虛頻。使用B3LYP泛函和6-311++g(2df,3p)基組進(jìn)行能量計(jì)算。以上計(jì)算中，均通過(guò)基于自洽反應(yīng)場(chǎng)(SCRF)的極性連續(xù)介質(zhì)模型(IEFPCM)[31]考慮溶劑水的影響。所有計(jì)算使用高斯09軟件[32]進(jìn)行。

2 結(jié)果(Results)

2.1 Sens性質(zhì)對(duì)Gs光敏化降解的影響

無(wú)敏化劑光照實(shí)驗(yàn)表明，pH為3或9時(shí)，Gs不能直接光解；當(dāng)pH為12時(shí)，Gs的直接光解速率為(2.0±0.1)×10-4min-1，占總降解速率的4.7%～33%。在pH 3時(shí)，4種Sens均不能敏化Gs。在pH 9、MB+或2-AN存在時(shí)，Gs發(fā)生光降解，其中2-AN敏化Gs光降解的速率僅為MB+敏化光降解的1/47 (表1)。在pH 12時(shí)，扣除直接光解影響后，4種Sens均能敏化Gs發(fā)生間接光降解，其kin的順序?yàn)椋簁in(BP) = 4/7kin(3-MAP) = 1/10kin(2-AN) = 2/495kin(MB+)。與pH 9相比，Gs在pH 12時(shí)的敏化光降解明顯加快，對(duì)于MB+和2-AN，kin分別增加10.5倍和20倍。

2.2 pH值對(duì)Gs光敏化降解的影響

以MB+為例，發(fā)現(xiàn)Gs的光敏化降解隨pH (1～12)升高而加快(圖3)。當(dāng)pH>5時(shí)，Gs的敏化光降解符合準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)，且光降解速率隨pH升高而增大；當(dāng)pH≤5時(shí)，Gs的降解可忽略(圖3)。當(dāng)5

當(dāng)pH為1～6時(shí)，Gs的最大吸收峰位置(260 nm)幾乎無(wú)變化；pH為7時(shí)，最大吸收波長(zhǎng)紅移4 nm；pH>7時(shí)，最大吸收波長(zhǎng)繼續(xù)紅移且吸收增強(qiáng)；pH增至12時(shí)，最大吸收波長(zhǎng)紅移增至14 nm (圖4)。這與Gs解離形態(tài)隨pH變化趨勢(shì)(圖1)基本一致：當(dāng)pH<6時(shí)，94%以上的Gs為分子形態(tài)(Gs0)，隨著pH升高，Gs的3個(gè)酚羥基依次失去氫質(zhì)子(圖1a)，生成Gs-H、Gs-2H和Gs-3H，最大吸收峰依次發(fā)生紅移。

2.3 Gs與Sens的光致能量、電子轉(zhuǎn)移反應(yīng)計(jì)算

4種Sens中，BP的ET值最高，其次為3-MAP和2-AN，MB+的ET值最低；激發(fā)態(tài)得電子能力(VEAT1)的順序?yàn)椋?-MAP > MB+> 2-AN > BP；失電子能力順序(VIET1)為：BP > 3-MAP > 2-AN > MB+(表2)。Gs各解離形態(tài)的激發(fā)能介于2.50～2.98 eV。Gs的VEA值隨解離程度升高而增大，說(shuō)明得電子能力逐漸減弱；VIE值變化則相反，說(shuō)明失電子能力逐漸增強(qiáng)。

根據(jù)公式(6)，BP或3-MAP的激發(fā)能高于Gs各解離形態(tài)的激發(fā)能，可通過(guò)能量轉(zhuǎn)移敏化各種解離形態(tài)的Gs；MB+或2-AN的激發(fā)能低于Gs各解離形態(tài)的激發(fā)能，不能通過(guò)能量轉(zhuǎn)移敏化各種解離形態(tài)的Gs。4種敏化劑均可與Gs-2H或Gs-3H發(fā)生電子轉(zhuǎn)移敏化反應(yīng)(△G1<0)；敏化劑激發(fā)態(tài)失電子反應(yīng)的△G2>0，不能自發(fā)進(jìn)行(圖5)。

表1 Gs光敏化降解速率常數(shù)(kin)Table 1 Apparent rate constants of the photosensitized degradation (kin) of Gs

注：a, kobs< 1.0×10-4min-1。

Note: a, kobs< 1.0×10-4min-1.

圖2 Gs和4種小分子敏化劑(Sens)的紫外-可見(jiàn)吸收光譜、氙燈發(fā)射光譜及Pyrex玻璃、濾光片(Light filter)的透過(guò)率注： 2-AN為2-萘乙酮，BP為苯甲酮，3-MAP為3-甲氧基苯乙酮，MB為亞甲基藍(lán)。Fig. 2 UV-vis absorption of Gs and the four triplet sensitizers and transmittance of Pyrex tube, emission spectrum of the xenon lamp and light filterNote: 2-AN represents 2-acetonaphthone; BP represents benzophenone; 3-MAP represents 3-methoxyacetophenone; M represents methylene blue.

圖3 MB敏化Gs間接光降解動(dòng)力學(xué)Fig. 3 Indirect photodegradation kinetics of Gs sensitized by MB

3 討論(Discussion)

不同pH值條件下，4種Sens敏化Gs的kin值均隨pH升高而增大，與Suwannee河富里酸或Pony湖富里酸敏化Gs、生物素A和雌馬酚光降解的速率隨著pH (7、8、10)升高而增大有相同趨勢(shì)[33]。導(dǎo)致kin隨pH變化的主要原因是Gs在不同pH值條件下解離形態(tài)分布不同。Gs的酚羥基在堿性條件下脫質(zhì)子形成氧負(fù)離子，與質(zhì)子化形態(tài)的酚羥基相比，氧負(fù)離子具有更強(qiáng)的給電子共軛效應(yīng)[34]，苯環(huán)電子云密度增大，更易給電子。DFT計(jì)算結(jié)果也顯示，Gs失電子能力隨解離程度增大逐漸增強(qiáng)。

圖4 Gs的紫外-可見(jiàn)吸收光譜Fig. 4 UV-visible absorption spectra of Gs

圖5 3Sens*與Gs電子轉(zhuǎn)移反應(yīng)的吉布斯自由能(△G1、△G2)Fig. 5 Gibbs free energy (△G1, △G2) of the electron transfer reaction between 3Sens* and Gs

表2 Gs和Sens的三線(xiàn)態(tài)躍遷能(ET)、垂直電離能(VIE)和垂直電子親和力(VEA)的計(jì)算值Table 2 Calculated triplet state excitation energy (ET), vertical ionization energy (VIE), and vertical electron affinity (VEA) of Gs and Sens

MB+敏化實(shí)驗(yàn)結(jié)果(圖3)進(jìn)一步證明了Gs陰離子形態(tài)比分子態(tài)更易發(fā)生光敏化反應(yīng)，且解離程度加深，敏化光解活性增強(qiáng)。當(dāng)pH為1～5時(shí)，Gs0>99% (圖1)，紫外-可見(jiàn)吸收峰無(wú)顯著位移(圖4)，幾乎不發(fā)生敏化光降解(圖3)；pH由6升至8時(shí)，Gs-H由1%增至86% (圖1)，紫外-可見(jiàn)最大吸收峰亦相應(yīng)發(fā)生位移(圖4)，然Gs-H發(fā)生敏化反應(yīng)的能力弱(表2，圖5)，Gs-2H雖易被敏化發(fā)生光降解，然pH為6～8時(shí)，該形態(tài)所占比例<1%，因此kin增加緩慢；pH>8后，Gs-2H比例迅速增加，且存在敏化反應(yīng)活性更高的Gs-3H (圖1)，因此kin迅速增加至百倍。

敏化劑性質(zhì)亦是Gs敏化光降解的主要因素。BP或3-MAP與Gs-2H或Gs-3H既能發(fā)生能量轉(zhuǎn)移反應(yīng)也能發(fā)生電子轉(zhuǎn)移敏化反應(yīng)。盡管如此，僅當(dāng)pH 12、Gs-2H的比例為92%的情況下，Gs被BP和3-MAP敏化的效率才略有升高(表1)。這是因?yàn)锽P和3-MAP的最大吸收峰與模擬太陽(yáng)光光譜(λ>290 nm)重疊較少(圖2)，產(chǎn)生激發(fā)單線(xiàn)態(tài)進(jìn)而系間竄躍形成激發(fā)三線(xiàn)態(tài)的產(chǎn)率低，且溶解氧與Gs競(jìng)爭(zhēng)[35]，進(jìn)一步降低了2種Sens敏化Gs光降解的效率。相反，MB+或2-AN雖然僅能與Gs-2H或Gs-3H發(fā)生光致電子轉(zhuǎn)移反應(yīng)，但kin相對(duì)較高。因此2種Sens能吸收較多的模擬太陽(yáng)光，激發(fā)態(tài)產(chǎn)率高，敏化效率高于BP或3-MAP。MB+比2-AN敏化光降解Gs具有更高的效率，主要因?yàn)镚s陰離子更易發(fā)生敏化光降解反應(yīng)，而MB+或其激發(fā)三線(xiàn)態(tài)帶正電，易與Gs陰離子發(fā)生電荷相互作用，有利于激發(fā)態(tài)電子轉(zhuǎn)移反應(yīng)。

綜上，本研究通過(guò)光化學(xué)實(shí)驗(yàn)和DFT計(jì)算，闡明了三線(xiàn)態(tài)光敏劑性質(zhì)及pH值對(duì)以Gs為例的多羥基可解離酚類(lèi)污染物敏化光降解的影響機(jī)理，為深入探討化學(xué)組成復(fù)雜的DOM的光化學(xué)活性及評(píng)價(jià)酚類(lèi)污染物的環(huán)境光化學(xué)行為奠定了理論基礎(chǔ)。因Gs敏化光降解活性及反應(yīng)途徑與pH值、DOM組分性質(zhì)有關(guān)，因此有必要研究不同pH值、不同來(lái)源DOM敏化Gs間接光降解的過(guò)程產(chǎn)物或終產(chǎn)物，為判斷降解產(chǎn)物的內(nèi)分泌干擾等負(fù)面效應(yīng)提供依據(jù)，有助于Gs在水環(huán)境中生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的評(píng)價(jià)。

致謝：感謝國(guó)家自然科學(xué)基金(21607165, 41603120, 41703107, 418773891, 41571455, 51578115)，“十三五”國(guó)家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃“農(nóng)田和農(nóng)產(chǎn)品重金屬源解析與污染特征研究”(2016YFD0800305)，沈陽(yáng)市中青年科技創(chuàng)新人才團(tuán)隊(duì)支持計(jì)劃(RC170020)及中國(guó)科學(xué)院青年創(chuàng)新促進(jìn)會(huì)項(xiàng)目(2017242)資助。感謝中國(guó)科學(xué)院超級(jí)計(jì)算中心提供計(jì)算資源。