杨晨，张思玉，雷蕾,3，韩雅琦,3，孔宇，张雪娇，赵青，李海波，李英华,*

1. 东北大学资源与土木工程学院，沈阳 110004 2. 中国科学院沈阳应用生态研究所，沈阳 110016 3. 中国科学院大学，北京 100049

目前水环境中检出的有机污染物高达数千种，且数量仍在不断增加[1-2]。其中，酚类化合物被中国[3]及美国环保局(EPA)列为优先控制的有机污染物[4]。环境中的酚类污染物对人体健康和生态安全构成较大威胁，因此有必要了解其环境转化行为及归趋。金雀异黄酮(genistein, Gs)作为一种多羟基酚类豆科植物雌激素，是一种环境内分泌干扰物(EDCs)[5]，对水生生物有一定危害，可能威胁生态系统安全。研究发现，大豆加工废水中Gs浓度为4.8～151 μg·L-1，其他豆科植物加工废水中Gs也高达10.5 μg·L-1[6-7]。Gs在地表水中也被频繁检出，瑞士牧场和爱德华市大豆玉米田的溪流排水中，Gs浓度为6.4～41 ng·L-1[8-9]。日本城市溪流中Gs的浓度高达143.4 μg·L-1[10]。

DOM广泛存在于水体中，是影响有机污染物水环境光化学行为的重要活性物质[13]。酚类有机污染物被3DOM*敏化光降解的研究屡见不鲜。Warren等[15]、Yamaji等[16]研究发现酚类污染物通过质子耦合电子转移机理被敏化光降解；孙国新等[17]发现DOM敏化四溴双酚A光降解受水中Cl-和Br-影响。酚类污染物受水体pH值的影响可能会出现多种解离形态。张燕等[18]研究发现酚类直接光解速率受解离形态差异影响。但3DOM*对酚类污染物不同解离形态的敏化活性差异及敏化机制还未可知。

由于DOM组成较为复杂，前人研究中通常选取亚甲基蓝(MB)或芳香酮等[19-20]小分子敏化剂(Sens)模拟3DOM*的敏化作用。因此，本研究以Gs为研究对象[9]，以MB、3-甲氧基苯乙酮(3-MAP)、2-萘乙酮(2-AN)和2-苯甲酮(BP)模拟DOM引发敏化光降解，通过考察4种Sens引发Gs间接光降解的活性差异，阐释Gs间接光降解速率与Sens性质的关系；通过考察pH值对Gs间接光降解表观速率常数的影响，阐明不同解离形态Gs发生敏化光降解的活性差异。结合密度泛函理论(DFT)计算[21]，阐明不同解离形态Gs的敏化光降解机理。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 实验试剂

3-MAP(纯度≥98%)购于麦克林试剂公司；MB(纯度≥98%)、2-AN(纯度≥99%)购于北京百灵威科技有限公司；BP(纯度≥98%)购于上海阿拉丁有限公司；Gs(纯度≥98%)购于梯希爱(上海)化成工业发展有限公司；甲醇(色谱纯，纯度≥99.9%)购于Sigma-Aldrich公司；氢氧化钠、高氯酸和高氯酸钠等为分析纯。

1.2 实验方案

光降解实验装置为南京胥江XPA-7型光化学反应仪，以350 W的氙灯作为实验光源，通过低温恒温槽(YRDC-2020，上海亚荣生化仪器厂)控制反应仪器内温度约为18 ℃。Gs分子结构中存在3个可解离的酚羟基，解离常数依次为pKa1= 7.2、pKa2= 10、pKa3= 13.1[22-23]，对应4种解离形态(图1a)：中性分子(Gs0)、一价阴离子(Gs-H)、二价阴离子(Gs-2H)和三价阴离子(Gs-3H)。有研究表明，溶液离子强度影响3DOM*敏化有机污染物间接光降解反应[24]，因此，实验中以氢氧化钠、高氯酸调节反应溶液的pH值，并通过加入高氯酸钠，使溶液总离子强度为0.1 mol·L-1。

取Gs和Sens溶液配制初始浓度各为5 μmol·L-1的光解反应液，水浴超声20 min使其混合均匀。取50 mL反应液，置于Pyrex玻璃试管中，在350 W氙灯(到达反应溶液的光强约为500 W·m-2)照射下进行光降解反应。Pyrex玻璃用于滤去λ<290 nm的紫外光(图2)，以模拟太阳光光谱中λ>290 nm的紫外、可见光。以MB作Sens的实验中，使用滤光片去除λ<420 nm的紫外光(图2)，避免MB快速直接光解，导致反应过程中Sens浓度显著变化。光解反应液中加入10%的甲醇消除羟基自由基(HO·)[25]的干扰。光照实验每组重复3次。暗反应实验中，发现Gs几乎不降解。

图1 金雀异黄酮(Gs)的4种解离形态(a)及其随pH值的分布(b)Fig. 1 Four dissociation species of genistein (Gs) and their distribution varied with pH

1.3 分析测试方法

使用UV-2700型紫外分光光度计(岛津公司，日本)测定吸光度和透光率。使用高效液相色谱仪(安捷伦，美国)分析Gs浓度。具体分析条件为：色谱柱使用Agilent Wonda Sil C18 (150 mm × 4.6 mm, 5 μm)；流动相为甲醇和0.1%的醋酸水溶液(V∶V = 60∶40)，流速1 mL·min-1；紫外检测波长为259 nm；色谱柱温度为25 ℃；进样量为10 μL。通过一级反应动力学方程(1)拟合得到Gs的表观光降解速率常数(kin, min-1)：

(1)

式中：ct为t时刻Gs的浓度(μmol·L-1)；c0为Gs初始浓度(μmol·L-1)；t为光解反应时间(min)。

1.4 计算方法

Sens敏化有机物的主要机理为能量转移[26-27]或电子转移[28]，使污染物分子转化为激发三线态或自由基等活性中间物种，进而发生光降解。使用DFT计算Gs的激发能(ET)、垂直电离能(VIE)、垂直电子亲和势(VEA)等参数，以判断反应能否自发进行。其中，MB在水中电离，以带正电的显色基团(MB+)形式存在[19]。因此，计算中考虑MB+的光敏化能力。其余3种Sens均计算分子形态的敏化能力。分别根据式(2)和(3)的VIE和VEA，以评价电子得失能力：

VIE(Gs) = E(Gs+·)-ET(Gs)

(2)

VEA(Gs) = E(Gs-·)-ET(Gs)

(3)

式中：E(Gs)、E(Gs+·)和E(Gs-·)为Gs、其失去一个e和得到一个e后的能量。

通过式(4)和(5)计算Sens激发三线态(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-·)为Sens及其失去一个e和得到一个e后的能量；ET(3Sens* )为Sens激发三线态的垂直跃迁能。

根据式(6)～(8)判断T1态Sens与Gs的光致能量或电子转移反应能否自发进行：

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* 为Gs第一激发三线态；ET1(3Sens* ) > ET1(Gs)表示3Sens* 到Gs的能量转移可以发生；△G为电子转移反应的吉布斯自由能，△G < 0说明电子转移反应可自发进行[29]。

使用DFT方法[30]和B3LYP泛函，在6-31+g(d,p)水平进行结构优化和频率分析，优化得到稳定结构，通过频率分析确定没有虚频。使用B3LYP泛函和6-311++g(2df,3p)基组进行能量计算。以上计算中，均通过基于自洽反应场(SCRF)的极性连续介质模型(IEFPCM)[31]考虑溶剂水的影响。所有计算使用高斯09软件[32]进行。

2 结果(Results)

2.1 Sens性质对Gs光敏化降解的影响

无敏化剂光照实验表明，pH为3或9时，Gs不能直接光解；当pH为12时，Gs的直接光解速率为(2.0±0.1)×10-4min-1，占总降解速率的4.7%～33%。在pH 3时，4种Sens均不能敏化Gs。在pH 9、MB+或2-AN存在时，Gs发生光降解，其中2-AN敏化Gs光降解的速率仅为MB+敏化光降解的1/47 (表1)。在pH 12时，扣除直接光解影响后，4种Sens均能敏化Gs发生间接光降解，其kin的顺序为：kin(BP) = 4/7kin(3-MAP) = 1/10kin(2-AN) = 2/495kin(MB+)。与pH 9相比，Gs在pH 12时的敏化光降解明显加快，对于MB+和2-AN，kin分别增加10.5倍和20倍。

2.2 pH值对Gs光敏化降解的影响

以MB+为例，发现Gs的光敏化降解随pH (1～12)升高而加快(图3)。当pH>5时，Gs的敏化光降解符合准一级反应动力学，且光降解速率随pH升高而增大；当pH≤5时，Gs的降解可忽略(图3)。当5

当pH为1～6时，Gs的最大吸收峰位置(260 nm)几乎无变化；pH为7时，最大吸收波长红移4 nm；pH>7时，最大吸收波长继续红移且吸收增强；pH增至12时，最大吸收波长红移增至14 nm (图4)。这与Gs解离形态随pH变化趋势(图1)基本一致：当pH<6时，94%以上的Gs为分子形态(Gs0)，随着pH升高，Gs的3个酚羟基依次失去氢质子(图1a)，生成Gs-H、Gs-2H和Gs-3H，最大吸收峰依次发生红移。

2.3 Gs与Sens的光致能量、电子转移反应计算

4种Sens中，BP的ET值最高，其次为3-MAP和2-AN，MB+的ET值最低；激发态得电子能力(VEAT1)的顺序为：3-MAP > MB+> 2-AN > BP；失电子能力顺序(VIET1)为：BP > 3-MAP > 2-AN > MB+(表2)。Gs各解离形态的激发能介于2.50～2.98 eV。Gs的VEA值随解离程度升高而增大，说明得电子能力逐渐减弱；VIE值变化则相反，说明失电子能力逐渐增强。

根据公式(6)，BP或3-MAP的激发能高于Gs各解离形态的激发能，可通过能量转移敏化各种解离形态的Gs；MB+或2-AN的激发能低于Gs各解离形态的激发能，不能通过能量转移敏化各种解离形态的Gs。4种敏化剂均可与Gs-2H或Gs-3H发生电子转移敏化反应(△G1<0)；敏化剂激发态失电子反应的△G2>0，不能自发进行(图5)。

表1 Gs光敏化降解速率常数(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.

图2 Gs和4种小分子敏化剂(Sens)的紫外-可见吸收光谱、氙灯发射光谱及Pyrex玻璃、滤光片(Light filter)的透过率注： 2-AN为2-萘乙酮，BP为苯甲酮，3-MAP为3-甲氧基苯乙酮，MB为亚甲基蓝。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.

图3 MB敏化Gs间接光降解动力学Fig. 3 Indirect photodegradation kinetics of Gs sensitized by MB

3 讨论(Discussion)

不同pH值条件下，4种Sens敏化Gs的kin值均随pH升高而增大，与Suwannee河富里酸或Pony湖富里酸敏化Gs、生物素A和雌马酚光降解的速率随着pH (7、8、10)升高而增大有相同趋势[33]。导致kin随pH变化的主要原因是Gs在不同pH值条件下解离形态分布不同。Gs的酚羟基在碱性条件下脱质子形成氧负离子，与质子化形态的酚羟基相比，氧负离子具有更强的给电子共轭效应[34]，苯环电子云密度增大，更易给电子。DFT计算结果也显示，Gs失电子能力随解离程度增大逐渐增强。

图4 Gs的紫外-可见吸收光谱Fig. 4 UV-visible absorption spectra of Gs

图5 3Sens*与Gs电子转移反应的吉布斯自由能(△G1、△G2)Fig. 5 Gibbs free energy (△G1, △G2) of the electron transfer reaction between 3Sens* and Gs

表2 Gs和Sens的三线态跃迁能(ET)、垂直电离能(VIE)和垂直电子亲和力(VEA)的计算值Table 2 Calculated triplet state excitation energy (ET), vertical ionization energy (VIE), and vertical electron affinity (VEA) of Gs and Sens

MB+敏化实验结果(图3)进一步证明了Gs阴离子形态比分子态更易发生光敏化反应，且解离程度加深，敏化光解活性增强。当pH为1～5时，Gs0>99% (图1)，紫外-可见吸收峰无显著位移(图4)，几乎不发生敏化光降解(图3)；pH由6升至8时，Gs-H由1%增至86% (图1)，紫外-可见最大吸收峰亦相应发生位移(图4)，然Gs-H发生敏化反应的能力弱(表2，图5)，Gs-2H虽易被敏化发生光降解，然pH为6～8时，该形态所占比例<1%，因此kin增加缓慢；pH>8后，Gs-2H比例迅速增加，且存在敏化反应活性更高的Gs-3H (图1)，因此kin迅速增加至百倍。

敏化剂性质亦是Gs敏化光降解的主要因素。BP或3-MAP与Gs-2H或Gs-3H既能发生能量转移反应也能发生电子转移敏化反应。尽管如此，仅当pH 12、Gs-2H的比例为92%的情况下，Gs被BP和3-MAP敏化的效率才略有升高(表1)。这是因为BP和3-MAP的最大吸收峰与模拟太阳光光谱(λ>290 nm)重叠较少(图2)，产生激发单线态进而系间窜跃形成激发三线态的产率低，且溶解氧与Gs竞争[35]，进一步降低了2种Sens敏化Gs光降解的效率。相反，MB+或2-AN虽然仅能与Gs-2H或Gs-3H发生光致电子转移反应，但kin相对较高。因此2种Sens能吸收较多的模拟太阳光，激发态产率高，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，主要因为Gs阴离子更易发生敏化光降解反应，而MB+或其激发三线态带正电，易与Gs阴离子发生电荷相互作用，有利于激发态电子转移反应。

综上，本研究通过光化学实验和DFT计算，阐明了三线态光敏剂性质及pH值对以Gs为例的多羟基可解离酚类污染物敏化光降解的影响机理，为深入探讨化学组成复杂的DOM的光化学活性及评价酚类污染物的环境光化学行为奠定了理论基础。因Gs敏化光降解活性及反应途径与pH值、DOM组分性质有关，因此有必要研究不同pH值、不同来源DOM敏化Gs间接光降解的过程产物或终产物，为判断降解产物的内分泌干扰等负面效应提供依据，有助于Gs在水环境中生态风险的评价。

致谢：感谢国家自然科学基金(21607165, 41603120, 41703107, 418773891, 41571455, 51578115)，“十三五”国家重点研发计划“农田和农产品重金属源解析与污染特征研究”(2016YFD0800305)，沈阳市中青年科技创新人才团队支持计划(RC170020)及中国科学院青年创新促进会项目(2017242)资助。感谢中国科学院超级计算中心提供计算资源。