邻苯二甲酸二丁酯降解过程的单体同位素分析

张 丹,曹素珍,段小丽*,姚 俊 (.北京科技大学能源与环境工程学院,北京 00083；2.中国地质大学(北京)水资源与环境学院,北京 00083)

邻苯二甲酸酯(PAEs),简称酞酸酯,主要作为增塑剂用于塑料制品、涂料、化妆品、玩具等工业生产[1],由于PAEs与塑料高分子多以非共价键结合,在使用过程中,PAEs极易从产品中迁移到水体、大气及土壤中,导致其在多种环境介质甚至人体内均能被检出[2-3].同时,PAEs作为一类环境内分泌干扰物,能够扰乱动物及人体的激素水平、干扰内分泌及生殖系统,损害人体健康[4].因此,美国环境保护局(EPA)和我国将多种 PAEs列为优先控制污染物,其中均包括邻苯二甲酸二丁酯(DBP)[5-6].鉴于DBP对环境和人类健康的危害,深入研究DBP的不同降解过程具有重要意义.

目前,国内外针对DBP去除方法的研究主要分为微生物降解和非生物降解两类[7],其中非生物降解包括水解、光解、高级氧化降解(AOPs)等技术[8-9].光解是指DBP直接吸收光进行降解的过程[10].而AOPs主要通过反应体系产生的强氧化性自由基,如羟基自由基 HO•、硫酸根自由基 SO4•-等[11],将 DBP降解成小分子物质.其中UV/H2O2工艺产生的HO•已被证实能有效去除多种 PAEs[4,12-14].过硫酸盐(PS)在紫外光、热、碱、过渡金属等技术活化下,能产生硫酸根自由基(SO4•-)[15-16],氧化降解土壤、水环境中的有机污染物[17],降解PAEs的应用也有文献报道[18-22].

近年来,单体同位素分析(CSIA)技术在环境有机污染物降解过程评价的应用逐渐成为了研究热点,能用于辨识解析污染物来源、评价降解转化及机理、研究污染物实地生物降解程度等[23-26].CSIA技术测定的是目标化合物中待测元素的稳定同位素比值,其结果不受其他反应物、产物及元素的干扰.当利用二维单体同位素分析(2D-CSIA)技术同时分析两种元素的同位素组成变化(C-H、C-N、C-Cl等)时,可以有效消除催化胁迫过程对同位素分馏的影响,提高结果的可靠性与准确性[27-28].目前CSIA技术在PAEs的应用研究主要集中在直接光解、微生物降解过程的碳同位素分馏特征[29-32],发现随着 PAEs分子中碳原子数逐渐增加,碳同位素富集因子呈下降趋势,存在碳同位素稀释效应[31-32].迄今为止,国内外关于2D-CSIA技术在 DBP降解过程应用的研究仍缺乏,尤其是不同反应过程二维同位素特征的对比研究及降解路径分析.

本文利用2D-CSIA技术研究了DBP不同降解过程(水解、UV/H2O2光解、直接光解、过硫酸钾光氧化)的碳、氢同位素分馏特征.采用一级动力学方程对反应过程进行拟合,利用瑞利方程分析不同降解过程的碳、氢同位素富集因子,然后对二维同位素的相关性(Λ)进行分析,根据计算得到的Λ值,区分DBP的水解、光解、光氧化降解过程,并为DBP不同降解过程断键机理的研究提供信息.

1 材料与方法

1.1 实验仪器与材料

气相色谱分析仪(GC, Agilent 7890A, USA);气相色谱-稳定同位素比质谱仪GC-IRMS(Thermo, Delta V Advantage, Germany);紫外-可见分光光度计(Shimadzu, UV-1800, Japan);Mill-Q超纯水系统(Millipore, USA).邻苯二甲酸二丁酯(DBP,纯度≥99.5%)、过硫酸钾、30% H2O2、盐酸、磷酸氢二钾、萘及正己烷购自国药集团化学试剂有限公司(均为分析纯);磷酸二氢钾、碳酸钠和碳酸氢钠购自天津福晨化学试剂厂;所有溶液均由超纯水(18.2MΩ⋅cm)配制.

1.2 实验方法

1.2.1 水解 采用批处理实验,将适量 DBP溶于2000mL pH=7的磷酸盐缓冲溶液中,初始DBP浓度为 10mg/L,溶液室温搅拌过夜.将溶解均匀的溶液分装到20个250mL容量的玻璃瓶中,每瓶100mL,用含聚四氟乙烯涂层的橡胶塞及瓶盖封闭后置于烘箱中,为了提高水解速率,将烘箱温度设置为 80℃.定期取样,加入1mL含100mg/L萘作为内标的正己烷进行液液萃取,在10℃下摇床震荡4h后提取上层含DBP的有机相,4℃条件下贮存、备用.

1.2.2 UV/H2O2光解及直接光解 光反应装置主要由容量200mL的Pyrex玻璃反应器和150W氙灯组成,反应器与氙灯平行放置并保持两者距离为 20cm固定,氙灯波长范围为185～2000nm. UV/H2O2光解实验时由于到达地球表面的紫外线主要是 UVA波段(315～400nm)和少量 UVB 波段(280～315nm),因此采用280nm的截止滤光片实现 λ≥280nm的波长照射反应.冷凝水系统控制反应温度维持在(20±1)℃.用pH=7的磷酸盐缓冲溶液配制初始浓度为10mg/L的DBP溶液,实验前取 200mL该溶液置于光解反应器中,按DBP:H2O2物质的量比为1:30的比例加入适量的 30% H2O2,开启冷凝水和磁力搅拌器,待反应溶液混合均匀后开启氙灯,反应一定时间后取样,进行液液萃取.直接光解实验时,上述步骤里不使用 280nm的截止滤光片,溶液中不加入 H2O2,其他均相同.其中pH=10采用碳酸盐缓冲溶液,pH=2为磷酸二氢钾的水溶液,加入6mol/L盐酸调节pH值.

1.2.3 过硫酸钾光氧化降解 过硫酸钾光氧化降解实验时,采用1.2.2光反应装置,使用280nm的截止滤

光片,向10mg/L DBP溶液中加入一定量的过硫酸钾,搅拌混合均匀.DBP与过硫酸钾的物质的量比为1:50,反应温度为(20±1)℃,其他步骤同UV/H2O2光解反应.1.3 分析方法

1.3.1 紫外可见分光光谱测定 采用紫外-可见分光光度计 UV-1800,在 190～400nm 波长范围内对DBP的水溶液进行光谱扫描,以超纯水作为空白.

1.3.2 DBP浓度测定 利用 HP-5色谱柱(30m×0.32mm i.d., 0.25µm, Agilent, USA)分离样品中的DBP,气相色谱仪GC对液液萃取后有机相中的DBP含量进行检测,以萘作为内标进行定量分析.GC升温程序为:初始温度60℃保持2min,然后以10℃/min的升温速度升至 290℃,保持 2min.以高纯氦气为载气,流速为 1.5mL/min,分流比为 10:1,进样口温度设为250℃.

1.3.3 碳、氢同位素分析 DBP分子中碳、氢的同位素组成(δ13C、δ2H)在气相色谱-燃烧单元联机同位素比质谱仪GC-C-IRMS上测定,测C时氧化反应管温度保持在1000℃,分流比为5:1,进样口温度250℃,GC色谱柱为 DB-5毛细管色谱柱(30m×0.25mm×0.25µm, Agilent, USA),升温程序及其他参数与GC分析时一致.每个样品重复测3次,以检查仪器的稳定性及重复性,所有样品3次测试的不确定度均在测量误差范围内(δ13C: ±0.5‰).测H时高温裂解反应管温度保持在1200℃,无分流进样模式,所有样品氢同位素3次测试的不确定度均在测量误差范围内(δ2H: ±5‰).

1.4 数据处理

1.4.1 降解动力学 不同降解过程中DBP浓度随时间的变化过程利用一级反应动力学模型进行模拟分析,该模型的方程如公式(1)所示:

式中:Ct、C0分别代表反应时间为t时DBP的残留浓度和DBP初始反应浓度;t为反应时间;k为一级动力学降解速率常数.

1.4.2 瑞利方程 1981年 Mariotti等[33]用瑞利模型分析一个不可逆反应,当同位素富集与反应物的浓度无关时,同位素富集因子 ε可以用来表征反应过程的同位素分馏程度,ε可根据线性瑞利方程(式(2))作图求出[34],其不确定度为95%置信区间的统计误差.

式中:δt、δ0分别代表反应时间为t时DBP的同位素比值和DBP初始同位素比值(C:13C/12C, H:2H/1H);f表示t时刻DBP的残留因子,即反应t时刻的浓度Ct和初始反应浓度C0的比值;ε为相应的同位素富集因子(εC和 εH).

1.4.3 二维同位素的相关性 为了消除催化胁迫对降解过程中动力学同位素效应的影响,通常考虑同时分析目标化合物中2种及以上元素(如C—H、C—Cl、C—N等)同位素组成的相对变化,因为催化胁迫对分子内各元素的影响相同.二维同位素(C—H)的相关性如式(3)所示[35].

式中:Δδ2H为DBP在反应时刻t与初始时δ2H比值的差值; Δδ13C为DBP在时刻t的δ13C值与初始值的差值;εH和 εC为氢、碳同位素富集因子;Λ 为二维氢-碳同位素的相关性.

2 结果与讨论

2.1 降解动力学分析

DBP在不同非生物降解过程(水解、UV/H2O2光解、直接光解、过硫酸钾光氧化)的实验条件及反应动力学结果见表1.DBP的浓度随反应时间的变化用一级反应动力学方程(式(1))进行拟合,得到良好的线性关系,R2≥0.971,表明各降解过程均符合一级反应动力学,相应的降解速率常数如表1所示.DBP在室温下中性水解速度很慢,半衰期长达数年,为了加快水解速率,通常采用提高温度的方法.根据Van't Hoff规则,温度每升高10℃,反应速度可以增加2～4倍.因此为了研究 DBP的中性水解过程,将水解反应温度提高到80℃,水解速率常数为 0.0021h-1.UV/H2O2光解实验(λ≥280nm)时,利用pH=7的磷酸盐缓冲溶液维持反应过程中溶液pH值的稳定,保证反应机理不会因pH值的变化而发生改变;一级反应速率常数相比水解反应显著增加,为 0.111h-1,这主要是因为在 UV 照射下H2O2可以反应生成HO•自由基,HO•作为强氧化剂,能有效降解多种有机化合物,因而UV/H2O2常被用来作为环境中污染物的去除方法.

表1 DBP降解动力学及同位素分馏结果Table 1 Degradation kinetics and isotope fractionation results of DBP

DBP水溶液的紫外可见光谱UV-vis如图1所示,与空白水样相比,DBP存在 2个紫外特征吸收峰(λ =230nm, 276nm),其中在 230nm 处有吸收极值,与文献研究结果一致[36].因此,在直接光解实验(λ≥185nm)时,DBP能够吸收特征波长的紫外光来打破共价键,发生降解反应.同时考察了溶液 pH 值(pH 2、7、10)对DBP直接光解过程影响,从表 1可以发现:在酸性、中性到碱性的条件下,直接光解速率常数分别为(0.063±0.015)、(0.053±0.006)、(0.044±0.009)h-1,k值处于同一数量级,考虑到不确定度,可初步认为pH值对DBP直接光解速率的影响并不显著.

DBP过硫酸钾光氧化实验(UV/PS)时,紫外光UV激发 S2O82-产生 SO4•-自由基并和 DBP发生反应.从表 1可知,pH=7时,UV/PS体系的降解速率常数为0.144h-1,而 UV/H2O2体系中 k=0.111h-1,低于 UV/PS体系,这可能与氧化剂的用量有关,PS与DBP的物质的量比为 50:1,高于 H2O2与 DBP的物质的量比30:1.UV/PS体系中加入的过硫酸钾氧化剂较多,在紫外光的激发作用下,溶液中产生的 SO4•-自由基浓度更大[19],因而导致DBP的光氧化降解速率更快.

图1 DBP水溶液的UV-vis光谱Fig.1 UV-vis spectrum of DBP aqueous solution

2.2 碳同位素分馏特征

采用GC-C-IRMS对6种反应过程中不同时间内残留 DBP分子的碳同位素组成(δ13C)进行了测定,降解过程中DBP分子δ13C、δ2H值的变化曲线如图2所示.从图 2(a)得知水解反应时,残留 DBP分子的δ13C值在测量误差范围(±0.5‰)内发生了显著的富集.从初始反应时的(-28.9±0.1)‰增加到降解90.6%时的(-22.8±0.1)‰,DBP分子在水解过程中碳同位素富集值为 6.1‰.由于原子质量的不同,化学反应时轻同位素12C比重同位素13C断裂所需的键能少[37],更容易参与反应.随着降解程度的逐渐加深,动力学同位素效应(KIE)会导致残留 DBP分子中碳元素的重同位素逐渐富集,而产物中则富集轻同位素,因此残留DBP分子产生的显著碳同位素富集为水解反应的发生提供了直接证据.

从图2(b)中可以看出,UV/H2O2降解DBP时,DBP分子的 δ13C值逐渐偏正,当降解程度达到 90.7%时,δ13C 富集值为 2.2‰,碳同位素富集程度低于中性水解反应.对比不同 pH值条件下直接光解实验中DBP分子的碳同位素组成变化曲线(图2(c, d和e)),溶液 pH值对碳同位素富集程度的影响并不显著.相比较而言,过硫酸钾光氧化降解反应(图 2(f))产生的碳同位素富集程度明显偏低,DBP分子的δ13C值从开始的(-28.4±0.1)‰逐渐增大到降解 81.5%时的(-27.1±0.1)‰,富集值仅为 1.3‰.而且 DBP分子里碳同位素的富集程度与降解程度有着直接关系,如图 2所示,在同一反应过程中,DBP的降解程度越大,残留DBP分子的13C同位素富集越明显.

图2 不同降解过程中DBP的碳、氢同位素组成变化Fig.2 Changes in carbon and hydrogen isotopic compositions of DBP during different degradation processes

为了量化比较DBP不同降解过程的碳同位素富集程度,根据瑞利方程(公式(2))对反应过程进行 DBP降解程度和碳同位素组成的线性回归拟合,线性拟合的相关系数R2越接近1,说明反应过程的同位素分馏越符合瑞利分馏模型[31],拟合直线的斜率即为反应过程相应的碳同位素富集因子εC,其不确定度为95%置信区间的统计误差.从表1中不同反应过程的碳同位素富集因子,可以看出所有拟合直线的相关系数R2≥0.973,表明DBP降解反应的碳同位素分馏严格遵循瑞利方程,中性水解反应产生的碳同位素分馏程度最大, εC= (-2.7±0.4)‰.

对比表 1中其他降解过程的碳同位素富集因子发现DBP在pH 2、7和10条件下直接光解实验时,pH值对碳同位素富集因子几乎没有影响,εC基本一致,变化范围为(-1.7±0.2)‰ ～ (-2.1±0.2)‰.正如溶液 pH 值对DBP光解速率常数的影响有限一样,可能原因是在直接光解过程中,DBP分子吸收一定量的光子后从基态转变为激发态,发生化学键的断裂导致降解.影响DBP碳同位素分馏的主要因素为不同质量碳同位素所在化学键本身的强度差异导致的动力学同位素效应[37],因此溶液pH值对同位素分馏的影响有限.对比文献报道[30]的DBP在254nm汞灯照射下直接光解反应,尽管其具有较大的一级动力学速率常数(0.101h-1),但呈现了与实验结果基本吻合的碳同位素富集因子εC(-2.5±0.2)‰.说明 CSIA 技术研究有机污染物化学反应时,同位素分馏结果能够反映降解过程的化学键断裂信息,不受降解动力学的影响.从表1中还可以看到:相较于其它降解过程,UV/H2O2与过硫酸钾光氧化UV/PS反应的碳同位素富集因子明显偏小,分别为(-0.9±0.2)‰和(-0.7±0.1)‰,产生不同的原因推测可能与两种降解过程的影响因素或反应机理不同有关.

2.3 氢同位素分馏特征

6种降解过程中残留DBP分子的氢同位素组成变化如图2所示.δ2H值在水解反应最初为(-122±1)‰,随着DBP不断地被反应降解,当降解75.3%时,相应的δ2H 值仍为(-122±1)‰,没有发生明显的改变,氢同位素值的变化始终在测量分析误差范围内(±5‰)波动.不同于显著的碳同位素分馏,DBP中性水解过程并未观察到氢同位素富集现象,原因与其水解反应机理有关.DBP作为酯类化合物,其水解反应通常分为 2步,首先酯键水解生成邻苯二甲酸单丁酯和醇,然后单酯进一步水解成邻苯二甲酸和醇[38].所以 DBP水解反应的第一步发生C-O键断裂,会产生显著的碳同位素富集,由于 H原子不参与水解反应的速度控制步骤,因而没有检测到氢同位素分馏[34].

为了比较其他降解过程DBP分子氢同位素组成的变化趋势(图 2),根据瑞利方程进行线性回归拟合,拟合直线的斜率即为各反应过程的氢同位素富集因子 εH,其不确定度为 95%置信区间的统计误差.结果如表1所示,除了水解反应外,氢同位素组成的自然对数与DBP残留因子的自然对数之间具有显著的线性相关关系(R2≥0.959),即其他降解过程的氢同位素分馏均符合瑞利分馏模型.pH 2、7和10条件下直接光解实验的氢同位素富集因子分别为(-20±4)‰、(-20±3)‰、(-21±4)‰,εH值几乎完全等同,与 εC具有相同的规律,再次验证了DBP直接光解时,溶液pH值并不影响碳、氢同位素的富集程度.

对比UV/H2O2与UV/PS降解过程的氢同位素变化曲线(图 2(b, f)),可看出 H2O2作为氧化剂,当 DBP降解程度为90.7%,产生的2H同位素富集值为22‰,此时氢同位素富集因子为(-9±2)‰;而过硫酸钾PS作为氧化剂,降解到81.4%时,DBP分子的2H富集值达到 39‰,εH=(-25±5)‰,两种降解过程具有明显不同的氢同位素富集程度,相似的碳同位素分馏特征,表明氧化剂的类型会对反应过程中DBP分子氢同位素组成产生不同的影响.

2.4 2D-CSIA识别DBP不同类型的降解过程

在实际环境中,如果非同位素分馏过程(如细胞吸收、反应物迁移络合等)取代化学键断裂反应,成为整个降解转化过程的速度控制步骤[39],那么产生的催化胁迫效应可能导致不同降解机理过程存在相似的同位素分馏,也可能使相同的反应机理产生显著不同的分馏,会对降解过程的真实同位素分馏值产生干扰.如果依靠单一元素的 CSIA技术来识别和量化实际降解过程,结果可能存在较大的不确定性,影响 CSIA分析的准确性[34,40].当参与化学反应的多个原子都存在稳定同位素时,由于催化胁迫会同时影响分子内不同元素,因而采用同时分析目标化合物中两种元素的同位素组成变化可以消除催化胁迫效应的影响[28,40].

为了表征 DBP不同降解过程中二维碳-氢同位素组成的相对变化,评估2D-CSIA技术用于区别、量化降解过程,探讨降解机理的适用性和可能性,对不同反应时间DBP分子的碳氢同位素组成变化进行线性回归拟合,直线斜率即为该降解过程Δδ2H-Δδ13C的相对变化值Λ,其不确定度为95%置信区间的统计误差,如图 3所示.除了水解反应外,DBP分子在其他降解过程中Δδ2H与Δδ13C均具有良好的正相关关系.以过硫酸钾光氧化 DBP 反应(UV/PS)为例, Δδ2H-Δδ13C同位素组成的相对变化值Λ=(31±3) (R2=0.993),而降解过程的氢、碳同位素富集因子比值为 35.7,两者接近,表明Λ值与ε比值具有可比性.通常认为反应机理不同的降解过程,其二维同位素组成的相对变化规律(或两种稳定同位素富集因子比值)也将会有所不同[41],因此 2D-CSIA技术具备区分不同降解过程及反应机理的潜力[27].

从图3可以看出,根据Λ值不同,明显可以将6种反应过程分为3类:中性水解、光降解、UV/PS.根据酯的水解反应机理,DBP在pH=7条件下水解过程反应的第一步为酯键羰基碳的 C—O键断裂,由于动力学同位素效应的存在,会导致分子中碳元素的轻同位素逐渐反应到水解产物中,重同位素逐渐富集在反应物 DBP里.因此在实验中,观察到了明显的碳同位素分馏.而DBP分子中的H原子并未参与水解反应第一步的化学键断裂,氢同位素不会发生动力学分馏,所以即使 DBP被逐渐水解,浓度降低,但分子的氢同位素组成始终在分析误差范围内(±5‰)波动,没有观察到同位素富集现象.

对于DBP的直接光解实验,无论从碳同位素分馏特征,还是氢同位素变化,均发现不同pH值并不影响DBP分子碳氢同位素的富集程度.从 2D-CSIA的分析结果看,pH值为2、7、10时对应的Λ值分别为(11±2)(R2=0.981)、(11±1) (R2=0.986)、(9±1) (R2=0.995),具有等同的 Λ 值,进一步验证了上述讨论.尽管与直接光解反应相比,UV/H2O2过程具有相对偏小的 εC和 εH,但计算得到的Λ值为(9±2) (R2=0.942),与直接光解反应相同.表明 2D-CSIA 技术能有效消除催化胁迫对单一元素同位素分馏的影响.图3中UV/H2O2和直接光解反应的 Λ 值可以归为一类,研究表明[41],二维 Λ值能够解析化学反应路径,相同的Λ值可能来源于同样的断键类型,因此推测DBP的直接光解和UV/H2O2过程可能具有相同的反应机理.

图3 不同降解过程DBP的△δ2H -△δ13C关系Fig.3 Correlation of △δ2H and △δ13C for DBP during different degradation processes

此外,如图 3所示,相比于其他降解过程,过硫酸钾光氧化反应(UV/PS)具有明显偏大的 Λ 值,说明该过程经历了不同的反应路径.过硫酸钾在紫外光作用下发生反应,生成硫酸根自由基(SO4•-),SO4•-可以氧化降解 DBP.从二维同位素特征分析, UV/PS过程中DBP氢同位素的组成发生了显著的增加,预示氢原子可能参与化学键的断裂.而水解过程由于只存在碳同位素富集,二维同位素的数据点接近于一条水平线,跟UV/PS反应的拟合直线截然不同.因此可以推测过硫酸钾光氧化反应时DBP分子发生了C-H键的断裂,从而导致产生明显的碳、氢同位素分馏.因此,2D-CSIA技术不仅可以有效识别 DBP不同类型的降解过程,还能为反应机理研究提供更多的信息,并可进行相互验证.

3 结论

3.1 利用 2D-CSIA技术系统研究了 DBP水解、UV/H2O2、直接光解及过硫酸钾光氧化降解等不同反应过程的碳、氢同位素分馏特征.3种不同类型的降解过程(水解、光解、光氧化降解)具有明显不同的Λ值,2D-CSIA可以有效区分不同类型的反应过程.

3.2 水解过程中显著的碳同位素分馏、稳定的氢同位素组成,表明DBP水解时发生C-O键断裂,H原子不参与反应的速度控制步骤.

3.3 光氧化降解过程(UV/PS)观察到的碳、氢同位素分馏,说明DBP与SO4•-反应时可能发生C-H键断裂.3.4 2D-CSIA技术可以为DBP反应机理的研究提

供更多的信息,提高反应机理研究的准确性和可靠性.碳-氢稳定同位素分析的结合,为环境中PAEs迁移转化过程、降解机理、原位修复评价等领域的研究提供了新思路.