环境中类固醇雌激素的来源主要是污水处理厂污水及畜禽养殖畜禽粪尿，尤其后者贡献了环境中90%的类固醇雌激素^[1]。现代化大规模畜禽养殖业主要通过激素类药物、饲料添加剂的大量使用，以及畜禽动物的生理分泌排泄向环境输送雌激素^[2]。作为环境中比较常见的一种天然类固醇雌激素，雌二醇（17β-E2）仅ng·L^-1量级就能够使雄鱼出现雌性化，其所产生的干扰作用是人工化学品的1万~10万倍，即使17β-E2的分解产物17α-E2、雌酮（E1）、雌三醇（E3）也都具有一定的雌激素效应^[3]。17β-E2因其环境浓度低、污染危害性强、分布广泛而逐渐成为当今水体微污染防治研究的焦点。

近年来，针对17β-E2的研究重点依然是其测定分析技术建立及其在河流水体、沉积物中的多相分布特征^{[4, 5]}。通常，吸附、沉积等是17β-E2在水体中迁移的主要过程，也是影响其生物毒性的重要方式。已有研究者探讨17β-E2在不同介质材料上的吸附行为及影响因素^[6]，但对于天然河口区沉积物，尤其是沉积物中不同组分对其在沉积物中沉积的影响尚缺少相关研究。因此，本研究以长江口不同理化性质沉积物为主要研究对象，探讨其不同组分对17β-E2的吸附性能及机理，旨在为进一步认识养殖污水中17β-E2迁移转化特征提供依据。 1 材料与方法 1.1 沉积物样品采集及理化性质表征

选取长江口不同区域表层沉积物并标记为S1（岸边）、S2（河流混合区）、S3（海域），采样时间为2011年8月。去除沉积物中碎石、草根等杂物后，放置于阴凉处自然风干，研磨过60目筛，密封储存待用。沉积物主要参数如表 1所示。

表 1 长江口典型点位沉积物主要理化参数 Table 1 Major physic-chemical properties of sediments from typical sites in Yangtze Estuary

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去除有机质：称取100 g三种沉积物样品，放于铝箔纸上，在马弗炉中375 ℃有氧煅烧24 h（敞开门升温煅烧）后，分别标记为SD1、SD2、SD3。

去除氧化铁与氧化锰：称取60 g SD1、SD2、SD3分批放入50 mL塑料离心管中，加入30 mL 0.1 mol·L^-1盐酸羟胺和0.1 mol·L^-1硝酸混合溶液，放入振荡箱内振荡30 min；去除上清液、蒸馏水清洗后分别标记为SDK1、SDK2、SDK3。

去除铁锰氧化物：再分别加入60 mL 0.2 mol·L^-1草酸铵（NH₄）₂C₂O₂和草酸H₂C₂O₂混合缓冲溶液（pH3.0），混匀后放入振荡箱内振荡30 min，取出后2500 r·min^-1离心处理，去除上清液后用蒸馏水清洗离心，重复5次，烘干后研磨过60目筛，得到SDKA1、SDKA2、SDKA3吸附剂。 1.3 试剂和仪器

雌二醇标准品（英国Alfa Aesar公司，色谱纯），甲醇（美国J.T.Baker公司，色谱纯），丙酮、氯化钠（北京化工厂，分析纯），氯化钙、氢氧化钠、草酸铵（西陇化工厂有限公司，分析纯），碳酸氢钠、溴化钠（国药集团化学试剂有限公司，分析纯）等试剂。

液质联用仪（API3200，AB SCIEX质谱系统公司），液相色谱仪（UltiMate 3000，美国Dionex公司），Acquity UPLC BEHC18色谱柱（100 mm×2.1 mm，1.7 μm，美国Waters公司），数控超声波清洗器（KQ-300DE型，昆山市超声仪器有限公司），恒温振荡器（SHZ-82A型，昆山市超声仪器有限公司），低速离心机（TDL-5-A，上海安亭科学仪器厂），X' Pert PRO MPD型X射线衍射仪（PANalytical公司，荷兰），总有机碳分析仪（Shimadzu公司，日本），pH计（Sartorius公司，德国）等仪器。 1.4 仪器分析条件

DionexUltiMate 3000液相色谱分析条件：Acquity UPLC BEHC18色谱柱；流动相乙腈-0.1%乙酸水溶液；柱温40 ℃；流速0.2 mL·min^-1；进样量10 μL。

API3000液相色谱质谱联用仪质谱条件：热离子喷雾离子源（TIS），离子源喷射电压4.0 kV；DP电压73 V；雾化气（N₂）8 L·min^-1（gas 1），6 L·min^-1（gas 2）。选择正离子扫描方式，用全扫描一级质谱及选择离子二级扫描质谱等方式进行测定（母离子271.1 m·z^-1；定性离子183 m·z^-1；定量离子145 m·z^-1）。 1.5 吸附实验

吸附动力学实验：分别称取0.05 g S1、SD1、SDKA1、SDKA2、SDKA3加入500 mL锥形瓶中，再加入200 mL 17β-E2水溶液，分别在吸附开始后的5、15、30、45、60、90、120 min取2 mL上清液放入5 mL玻璃离心管中，2500 r·min^-1离心10 min，用玻璃注射器抽取离心管中上清液，经0.22 μm有机滤膜过滤至2 mL棕色进样瓶中待测。

等温吸附实验：分别向装有0.05 g S1、SD1、SDKA1、SDKA2、SDKA3吸附剂的试管中加入50 mL浓度为0.1、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.2 mg·L^-1的17β-E2溶液，放入恒温振荡箱中在25 ℃下，35 r·min^-1振荡24 h。

pH影响：利用HCl和NaOH稀溶液来调节上述混合液pH值为4、6、9、10，进行与上述步骤同样的吸附试验，探讨pH影响。

盐度影响：采用表 2配方分别配制盐度为0.2‰、10‰、35‰的17β-E2 溶液，进行与上述步骤同样的吸附试验。

表 2 人工海水盐度配制表 Table 2 Composition of artificial seawater with different salinity

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由表 1可知，粉砂、粘土、砂含量分别在S1、S2、S3中相对最高，且近岸样品S1中的总有机碳含量最高。同时，本研究还对三种不同组分沉积物的比表面积进行测定，结果如表 3所示。三种沉积物比表面积大小依次为S2>S1>S3，此顺序与沉积物粘土含量分布完全一致。

表 3 三种沉积物经不同处理后比表面积变化特征（m²·g^-1） Table 3 BET values of sediments treated with different procedures

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本研究通过分析不同处理步骤后沉积物样品比表面积变化，探讨了沉积物中有机质、铁氧化物、锰氧化物以及铁锰氧化物对雌二醇吸附的影响。如表 3所示，SD1、SD2和SD3对应的比表面均小于原始样品，可知沉积物在去除有机质后，比表面积有所降低。主要原因是有机质本身具有大量孔隙，而且吸附在沉积物表面的有机质还能够使沉积物表面变得粗糙，增大一定的比表面积。事实上，有机质在沉积物中不仅是简单吸附在沉积物表面，部分还能够进入沉积物层间^[8]。对SD1、SD2和SD3的XRD分析结果表明，去除有机质后沉积物样品的层间距增大。整体上，长江口沉积物中有机质含量较低，无论其比表面积还是层间距，在去除有机质后变化并不显著。

相对而言，长江口沉积物中氧化铁、氧化锰和铁锰复合氧化物对其比表面积影响更大。在去除氧化铁和氧化锰后，SDK1和SDK2吸附剂比表面积显著减小。与SD3相比，SDK3的比表面积变化不太明显，可能与沉积物中氧化铁和氧化锰的含量有关。该结果与以往研究一致。已有研究表明，微粒子氧化铁、铁锰复合氧化物比表面积分别高达830、146.22 m²·g^{-1[9, 10]}。沉积物经草酸铵（NH₄）₂C₂O₂和草酸H₂C₂O₂混合缓冲溶液处理后，比表面积反而进一步增大（表 3），可能是由于草酸铵和草酸呈酸性（pH为3），在去除铁锰氧化物的同时也对吸附剂进行了酸化，使其孔隙的孔径增大，比表面积也相应增大。

分别选用S1、SD1、SDKA1、SDKA2、SDKA3五种吸附剂进行17β-E2吸附实验。选择依据为：S1、SD1、SDKA1三者之间的吸附性能及机理差异主要归因于沉积物中的有机碳、铁锰氧化物的影响，而SDKA1、SDKA2、SDKA3之间差异主要归因于矿物颗粒的差异，即粉砂、粘土、砂含量的差异。

由表 4可知，吸附后不同组分沉积物比表面积均发生不同程度的减小。其原因可能主要是17β-E2吸附在吸附剂表面占据了一定的表面孔隙，使得比表面积减小，该推断可由几种沉积物d-spacing X射线衍射仪测定结果进一步验证。如图 1所示，SDKA2在吸附17β-E2后，层间距减小，说明有少量的17β-E2进入不同组分沉积物层间。

表 4 吸附前后不同组分沉积物比表面积测定结果（m²·g^-1） Table 4 BET values of sediments before and after 17β-E2 adsorption（m²·g^-1）

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图 1 SDKA2 与吸附后沉积物SDKA′2忆X射线衍射分析结果 Figure 1 XRD analysis of SDKA2 before and after 17β-E2 adsorption

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从图 2可以看出，不同组分沉积物对17β-E2的吸附过程呈现快速直线上升后即保持吸附平衡，基本上在前20 min便迅速达到平衡，其吸附率在90%左右，该趋势与以往文献报道完全一致^{[11, 12]}。不同组分沉积物对17β-E2的最终吸附量相近，主要是由于本试验中配置的17β-E2溶液浓度基本接近于实际排放水体，在吸附剂过量前提下绝大多数痕量17β-E2可被沉积物不同组分吸附，致使不同组分特征沉积物对17β-E2总吸附量差别不显著。然而，沉积物组分对吸附动力学的影响依然可以从图 2中明显区分出来。整体而言，最原始沉积物（既含有有机碳又含有铁锰氧化物）对17β-E2的吸附速度反而最小，而去除有机碳后的SD1样品吸附速度最快，在有机质存在条件下，吸附过程出现滞后现象。Xing等^[13]提出的双模式吸附模型认为，有机污染物在沉积物上的吸附存在快吸附和慢吸附过程。沉积物有机质分为溶解相和孔隙填充相，有机物在溶解相上的吸附是个分配过程，吸附速率较快，而在孔隙填充相中的扩散比溶解相中的扩散慢。17β-E2属于双极性有机物，吸附过程不仅包括分配作用和孔隙填充，而且其能与有机质表面的官能团发生分子作用。有机质表面具有复杂的官能团结构，这些官能团与17β-E2存在多种类型的分子间作用力，这些分子间作用力对快速吸附过程具有缓冲作用，从而导致吸附速率下降。一般情况下，有机污染物通常也含有一些活性官能团，如羟基和羧基等，这些官能团会与有机质上的官能团形成酯或醚。已有研究指出，17β-E2上的酚羟基对其在有机质上的吸附起着重要作用^{[11, 12]}。

图 2 17β-E2 在不同沉积物上的吸附动力曲线 Figure 2 Kinetic curves of 17β-E2 adsorption by different sediment components

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从图 2也可以看出，去除铁锰氧化物后的沉积物依然保持较高的吸附动力学。主要原因在于这些粘土矿物质，如蒙脱石、高岭石、伊利石等表面有大量孔隙，对17β-E2也具有良好的吸附性能。Van Emmerik等^[14]研究认为，粘土矿物表面的孔隙以及形成的团聚体结构能够吸附17β-E2，同时发现蒙托石具有独特的夹层结构，也将大为增强蒙托石对17β-E2的吸附作用，其吸附量远大于高岭石、伊利石和针铁石的吸附。当然，除吸附作用外，17β-E2还可能电离出部分阳离子，故能够与吸附剂进行阳离子交换，在一定条件下形成稳定且可逆的吸附关系^[15]。该现象也可在一定程度上说明，铁锰氧化物对沉积物吸附17β-E2的影响相对较小。

利用Originpro 8.5软件对等温吸附实验数据用不同的模型进行分析拟合，结果如表 5所示。沉积物分配区域的吸附过程用线性模型方程来描述，非分配区域的吸附过程用 Langmuir 吸附方程描述。Freundlich等温吸附方程是对大量实验数据进行分析总结出的经验公式，是多分子层不均匀吸附模式，吸附热随吸附量呈对数形式下降。吸附方程基本公式及参数意义可查阅相关文献^{[11, 14]}。

表 5 不同模型对17β-E2 吸附等温线的拟合参数 Table 5 Fitting parameters of different models about adsorption isothermof 17β-E2

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由表 5可知，在低浓度条件下，吸附等温线呈线性。比较S1、SD1、SDKA1的K_d值，发现S1和SD1的K_d值更接近于1（Kd值越大，沉积物中分配浓度越大）。这是由于沉积物在去除铁锰氧化物之后，沉积物表面孔隙分布更加不均匀，从而影响吸附线性，而S1有机质含量较低，其含量仅为1.02%，去除后所暴露的孔隙量不足以影响整体的孔隙分布。利用Langmuir拟合后所得的Kl值也发现SDKA1的吸附曲线线性较差（K₁的大小可反映吸附曲线的弯曲情况，K₁值越大，曲线越弯曲）。然而，去除有机质和铁锰氧化物却明显影响沉积物的吸附量，SDKA1非线性区域的最大吸附量Г_max（即均匀表面的单分子层吸附量）远远小于S1和SD1。 2.3 pH对不同沉积物吸附17β-E2的影响

从图 3可以看出，不同pH值下17β-E2在不同组分沉积物上的吸附量基本稳定，但整体上随着pH的增加呈现降低趋势，与Van Emmerik等^[14]和 Neale等^[16]的研究成果基本一致。目前，pH值对17β-E2在土壤/沉积物颗粒表面的吸附影响方面的报道比较少。由于17β-E2呈弱酸性，pH值的改变能够使17β-E2酚羟基质子化或去质子化。在酸性条件下，溶液中的氢离子能够抑制酚羟基电离，使17β-E2呈现非离子态，非离子态的17β-E2疏水性增强，由分配理论可知其更容易吸附到吸附剂表面。随着pH值增加，溶液的碱性条件能够促进酚羟基电离，使17β-E2呈现离子态，亲水性增强，吸附量降低。同时，在强碱溶液中17β-E2分解导致其浓度降低^[16]。

图 3 不同pH 和盐度下不同组分沉积物对17β-E2 吸附量变化特征 Figure 3 Adsorption of 17β-E2 by different sediment components at different pH and salinity

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由图 3可知，盐度在0.2‰时对吸附影响并不显著，所以吸附量由沉积物性质决定，吸附量大小依次为S1>SD1?垌SDKA1>SDKA2>SDKA3。在以S1、SD1和SDKA1为吸附剂的溶液中，由于有机质和铁锰氧化物的存在，S1和SD1的吸附量明显大于SDKA1。在以SDKA1、SDKA2和SKDA3为吸附的溶液中，SDKA3的粘土含量为0，SDKA1和SDKA2粘土的含量也不同，导致吸附量差异的原因可能与粘土类型、含量及其比表面积有关。

对于原始样品S1而言，盐度增加导致沉积物对17β-E2吸附量呈现递减趋势，然而在去除有机碳后，SD1则表现出基本相反趋势。当盐度增加时，水溶液中离子强度增加，离子与有机污染物在沉积物表面形成的竞争吸附作用加强，使得吸附量下降^[17]。然而，当盐度由10‰增加至35‰时，S1的吸附量继续下降，其他以粉砂、粉砂、砂为主要成分的三种沉积物SDKA1、SDKA2和SDKA3的吸附量则呈现上升趋势。盐度的增加意味着阳离子浓度增加，阳离子能够中和沉积物表面部分负电荷，从而减少17β-E2与沉积物之间的静电斥力，使吸附量增加。同时，由于溶液与沉积物的阳离子交换作用，阳离子将沉积物中的氢离子置换出来，导致溶液中氢离子增加，溶液pH值降低，抑制了17β-E2电离溶解度的降低，疏水性分配占主导地位，从而致使吸附量显著增加^[17]。 3 结论

采用煅烧和酸化共处理可显著改变沉积物比表面积、层间距等理化性质，从而改变沉积物对17β-E2的吸附性能，有机质、铁锰氧化物、颗粒物构成都对17β-E2的吸附行为有不同程度的影响。pH值及高盐度影响不同组分沉积物的吸附性能。不同于以往文献报道，本研究设计的17β-E2实验浓度更接近于实际水体，通过分析其在沉积物不同组分上的吸附行为，基本给出沉积物不同组分的影响特征。但是，受LC-MSMS仪器分析精密度、成本等限制，相关探讨仍待开展进一步的精细研究。