E2-3S在水平流人工濕地中的降解與轉化

付晶淼 李 睿 楊 揚 張曉萌 陳善旭 陸慧琳 王雪麗 黃夢娜 王茜琰 戴玉女

(1.暨南大學生態學系, 廣州 510632; 2.西安理工大學西北旱區生態水利工程國家重點實驗室, 西安 710048; 3.黑龍江省設計集團有限公司, 哈爾濱 150040; 4.暨南大學熱帶亞熱帶水生態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(Free estrogens, FEs)或失活的、極性增強的結合態(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生的, 包括硫酸鹽結合態類雌激素(Sulfate conjugated estrogens, S- CEs)和葡糖苷酸鹽結合態類雌激素(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, 其主要源于哺乳動物的日常排泄、避孕藥等藥物的使用、制藥廠、醫院及生活污水的排放。Sim等[1]對韓國內進水來源不同的 11 座污水處理廠進、出水中的E1、17β-E2、17α-E2、E3和EE2五種雌激素進行了監測, 進水主要包括城市污水、畜禽廢水、醫院污水和制藥廠污水, 其中畜禽廢水處理廠進水雌激素濃度最高,濃度高達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是一類內分泌干擾活性強的新興污染物,其在水環境中幾ng/L的濃度即可引起雄魚雌性化[2],生態風險較高, 已被列為優先控制污染物[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甲烷、產二氧化碳的效率及反硝化速率[4—6], 對水環境微生態系統產生危害。CEs是生物體FEs代謝循環中的一類主要產物, 是在生物體內磺基轉移酶和葡萄糖苷酸基轉移酶的作用下, 由FEs結構上的羥基與硫酸鹽或葡萄糖苷酸鹽形成酯鍵而產生的, 種類結構比較復雜, 通常對于單羥基物質如E1, 僅存在單一種類的結合態形式(如葡萄糖苷酸結合態, E1-3G, 或硫酸鹽結合態, E1-3S); 而對于多羥基物質如E2等, 則可能出現一個或多個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在環境微生物專性酶的作用下可水解轉化為干擾活性強的FEs, 從而產生風險。

多年來, FEs的環境效應與環境行為引起了廣泛關注, 而CEs由于內分泌干擾活性弱而常常被忽視。已有研究發現, 極性較強的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化為具有活性的自由態, 對水源造成污染[9]; Kumar等[10]指出, E1在原始污水中緩慢轉化, 半衰期為9h, 而E2的半衰期僅為2h, 大部分轉化為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]; 據報道, 日本20個污水處理廠進出水均檢出多種CEs, 有的濃度高達1000 ng/L[13],國內某污水處理廠養豬場附近6.1—8.0 m深處地下水中的E2-3G濃度高達425 ng/L[9]。而養殖場廢水和污水處理系統排水中的CEs很可能是環境介質中FEs持續存留的重要原因。

由于沒有考慮CEs向FEs轉化的影響, 導致以往的研究中FEs在污水處理系統中的濃度變化規律性差和去除效率波動性大, 有的去除效率高達100%,而有的則為負去除[14], 因此, 綜合考慮FEs與CEs在污水處理系統中的行為是全面評估雌激素類物質去除的重要方向。同時, 對CEs的環境行為研究尚處于起步階段。對污水處理系統的研究以常規污水處理廠為主, 目前已發現G-CEs葡萄糖苷酸酶作用下水解較快, 而由于缺乏相應降解酶(芳基磺酸酶)而導致S-CEs的水解速度較慢[15—18]。國內外已陸續開展污水處理廠對CEs去除的研究[12], 主要停留在表觀去除率上, 最近研究表明, 國內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行, CEs占總雌激素的比例逐漸增加, 室內抑制試驗還發現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, 胞內其他酶負責后續FEs降解[8]。以往研究通常認為, 被去除的CEs均轉化為FEs[12],但近年有研究發現, 由E2代謝產生的E1可在土壤微生物的作用下轉化為E1-3S, 這使得FEs與CEs間的轉化關系可能比過去的認識更為復雜[16]。

人工濕地(CWs)是生活污水處理的生態解決方案, 但是關于CWs去除雌激素的研究較少[19,20], 同時考慮FEs與CEs的研究十分匱乏。本文研究團隊前期系統開展了FEs在CWs中的去除效果研究, 也發現了CEs對FEs去除效率的潛在影響, 有必要進一步開展CEs在CWs中的降解規律研究[21]。基于CWs相對復雜與豐富的內環境, 已發現其對E2的降解途徑具有多樣性[22], 因此, CEs在CWs中的降解轉化途徑可能與活性污泥系統不同, 與溶解氧條件有關, 好氧活性污泥系統中E1-3S是E2-3S的主要轉化產物[10], 而缺氧的水平流CWs中生成量較少。若經證實E1-3S、E2-3S和E2-3,17S等較難水解的CEs在污水處理系統中可以不經水解而直接被降解, 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的E2所形成的常見E2-3S為目標物, 研究其在有/無種植植物水平流人工濕地(Horizontal flow constructed wetlands,HFCWs)中的沿程降解規律, 同時監測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, 包括鮮少關注的雌激素對映體及雙位取代CEs, 為綜合評估E2-3S在HFCWs中與其他雌激素形態間的轉化途徑提供新認識。

1 材料與方法

1.1 試劑、材料及設備

本研究選擇了15種雌激素為監測目標物, 根據分子結構和性質分成四類: (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); 雌激素標準品和6種同位素內標物標準品來源與信息見表1, 購自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)和Sigma試劑公司(美國), 純度＞97%。

玻璃器皿使用前經過重鉻酸鉀/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Waters公司的Oasis HLB小柱(500 mg, 6 mL)。所需溶劑均為色譜純(德國默克公司)。試驗用水均為Milli-Q 超純水。

標準品均用甲醇配成標準溶液, 并配制濃度為100 mg/L的混合標準溶液, 于-20℃冰箱中保存。

主要儀器包括高效液相色譜質譜聯用儀購自美國 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(杭州富睿捷)。

1.2 實驗設計

2017年11月, 于暨南大學校園內, 構建2個HFCWs裝置: (1)無植物濕地(U-CW)與(2)種植植物濕地(P-CW)。裝置材料為有機玻璃, 裝置尺寸120 cm(長)×15 cm(寬)×65 cm(高), 外側遮光(圖1)。裝置內填充粒徑0.5 cm石英砂60 cm厚, 運行水位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處設置15個采樣口(濕地基質高度低于裝置高度5 cm, 因此取水口位置分別對應基質的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, 每個裝置均勻種植15株。濕地進水為真實生活污水[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標準溶液以使進水理論濃度為2000 ng/L(濃度為5.34 nmol/L), 每個裝置進水量為15 L/d, 水力負荷為0.1 m/d, 采用微量蠕動泵進行連續進水, 理論水力停留時間為1.5d。

圖1 水平流人工濕地裝置結構圖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, 植物生長良好, 根須可達裝置深層。2018年7月開始添加目標物E2-3S, 1個月后開始樣品采集, 考察雌激素E2-3S及其產物在有無植物HFCWs不同位點中的空間分布情況。

1.3 樣品采集與提取

分別采集進水及裝置15個出水口水樣10 mL,用GF/F濾頭過濾, 收集于50 mL離心管中, 同時采用YSI監測物理指標(溫度、pH、電導率、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的濃硫酸進行酸化, 以抑制細菌活性。經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內標, 最終定容于1 mL。采用固相萃取法提取, 提取方法根據文獻報道微調[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甲醇復溶, 渦旋60s。經0.22 μm玻璃纖維濾器過濾, 轉移至含0.25 mL內插管的2 mL棕色樣品瓶中, 保存于-18℃冰箱待測。

1.4 分析檢測方法

利用超高效液相色譜質譜聯用儀(UPLCMS/MS)對15種雌激素進行檢測, 儀器模式為負離子模式[ESI(-)], 選擇多反應監測模式(MRM)進行分析, 具體方法參考文獻[17]報道, 物質的質譜儀器參數詳見表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℃, 進樣量5 μL; 流動相流速0.2 mL/min, 洗脫程序梯度為(時間 min, B%): (0, 10), (5, 40), (5.1, 50),(8, 50), (10, 60), (10.01, 100), (12,100)。采用內標法進行定量, 方法檢測限(LOD)和定量限(LOQ)分別采用信噪比的3倍和10倍計算。該方法所有物質回收率在87%—106%, 儀器LOQ在0.005—0.2 μg/L。

1.5 數據分析及可視化作圖方法

試驗數據采用SPSS 22 進行顯著性分析, 采用Origin 2022 繪制相應數據圖。兩個統計變量的相關性評價采用 Spearman 相關分析。P＜0.05 認為差異具有統計學意義(P＜0.05 記作*,P＜0.01 記作**)。

2 結果與討論

2.1 進水水質

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)。這說明濕地進水中E2-3S已開始發生降解與轉化(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)遠低于試驗濃度, 不會對E2-3S在濕地系統中的降解轉化產生干擾。

圖2 生活污水背景濃度及人工濕地進水濃度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。可以看出, E2-3S進入HFCWs后,水平距離0基質垂直深度15 cm的采樣點轉化率已經高達98%以上, 兩組濕地對E2-3S的消減無顯著差異(P＞0.05)。U-CW中E2-3S濃度沿進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水口約40 cm位置處達到最低值。

2.3 代謝物的降解與轉化

E2-3S在濕地中可轉化為E1、E3和D-CEs, 這些產物在濕地中的空間分布如圖3所示。代謝物在兩個系統均可發生不同程度的代謝降解, 其中E1和E3為主要代謝產物, D-CE次之。不同位點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, 進水總雌激素濃度(6.84±1.54) nmol/L, PCW出水雌激素產物濃度(0.95±0.20) nmol/L, 去除率達86%, 而U-CW濃度(2.88±1.34) nmol/L, 去除率僅為58%。其上部位點累積濃度均低于中下部位點濃度, 上部位點的雌激素降解速率相對較快, PCW中的趨勢更為明顯, 低濃度區域分布更深; 沿著水平距離的增加, 代謝物得到進一步降解, 后部位點的累積濃度逐級低于前部位點。

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

可見HFCWs中植物對雌激素的轉化與降解有重要影響, 據報道, 濕地植物的直接影響主要發生在根際區域[24], 部分雌激素可能會被植物根系吸收,進入植物體內, 發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個位點中濃度占比最高的均為E1, 均占70%以上, 呈現先增長后降低的趨勢(圖4), P-CW最終出水E1濃度0.7 nmol/L顯著低于進水濃度(1.21 nmol/L), 而U-CW中形成E1的積累, 出水濃度遠高于進水濃度, 達2.45 nmol/L, 植物的存在會對E1降解產生促進作用。系統進水中E2、E3濃度占比較高, 進入濕地系統后所有位點均未檢出E2, E3在P-CW的C8位點之后也未檢出, 說明二者在濕地環境中極易被轉化分解。4種G-CEs包括進出水在內的所有位點均未被檢出, 說明E2-3S不會向4種G-CEs轉化。在2個系統的15個位點中均檢出3種D-CEs, P-CW呈現出下部位點濃度高于上部位點, 且U-CW的D-CEs濃度普遍高于P-CW, 說明植物會抑制D-CEs的產生或者有利于其降解(圖5)。

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

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

通過各位點E1濃度的對比, 可見P-CW對E1有明顯的降解作用, 主要媒介可能是根系分泌物。有研究發現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碳源, 從而提高微生物活性, 馴化出相應的微生物種群, 并誘導產生相應的降解酶, 以此來降解雌激素[27]。

2.4 雌激素與環境因子的關系

試驗中同時檢測了兩組濕地系統中不同位點環境因子(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呈現后部位點高于前部位點, 尤其是表層位點, 主要是由于濕地前端污水中有機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。總體來說, 水體呈現中性偏堿的環境,U-CW從C1到C15位點沿著水平距離、垂直深度的增加pH均略有增加, 但整體變化波動不明顯; PCW垂直方向趨勢與之相同, 但不同的是隨著水平距離增加pH逐漸減小, C3點pH為最高值。電導率基本呈現由進水到出水的水平沿程依次遞減的趨勢, 主要是由于大量的營養元素被消耗, 各類污染物質也逐漸被去除, 水質得到了凈化。P-CW電導率低于U-CW, 表明P-CW出水水質相對更好。

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

將各位點的降解轉化產物濃度與環境因子作相關性分析(圖7), 可見, U-CW的環境因素對兩種主要產物E1和E3均有顯著性影響, 其中EC與兩種產物呈顯著正相關關系(P＜0.001), DO和pH均與其呈顯著負相關關系(P＜0.01), 在U-CW中雌激素的降解轉化主要受環境影響。P-CW與環境因素相關性減弱, 依然表現出DO與大多數產物呈負相關, EC與其呈正相關。pH主要是受植物的影響, 上部植物根系分泌物產酸及呼吸代謝作用會向水中釋放CO2,且植物根系泌氧通常有利于硝化反應發生, 從而引起根際酸堿度的變化[29], 使pH降低, 因此pH呈現出與DO相反的趨勢。

圖7 E2-3S轉化產物與環境因子的相關性Fig.7 Correlation between transformation products of E2-3S and environmental factors

從兩個濕地的DO變化可見, P-CW中植物根系泌氧有助于形成根區有氧區域和遠根區缺氧區域的共同存在[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境為降解雌激素提供更多的途徑。

2.5 轉化路徑

試驗添加的E2-3S在進水中已經開始發生轉化,如圖8所示各轉化產物所占比例, 僅剩32%的E2-3S未發生轉化, 最先形成的主要產物為E1、E2、E3和E1-3S。根據各雌激素形態濃度變化(圖1和圖3)進行分析發現: 只在進水樣品中檢測到高濃度的E2和少量E1-3S, 與活性污泥系統中[10]E2-3S主要降解產物是E1-3S、E1和E2不同, HFCWs系統所有位點出水樣品中均未檢測到E2及E1-3S。進入HFCWs后, 在基質垂直深度15 cm處, E2-3S和E3濃度持續降低, 而E1在初始位點(c1-c3)濃度升高, 是由于在HFCWs中同時存在產生與降解, 初始位點E2-3S及其轉化產物不斷向E1轉化, 生成速率大于降解速率導致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降低, 說明中后部位點主要為降解過程。P-CW的c4、c5位點出現少量αE2-3S, 是E2-3S的對映異構體, 且繼c4點出現αE2-3S后僅c5位點出現了E1-3S, 也說明E1-3S也是αE2-3S的轉化產物, 此為有無植物兩濕地系統中的轉化途徑的主要差異, 而各途徑貢獻無顯著差異。

圖8 E2-3S轉化路徑Fig.8 The transformation path of E2-3S

已有研究發現CEs在環境中優先被微生物水解為FEs[32], 再進一步發生降解。αE2-3S在厭氧的養殖廢水中更容易發生水解解離而形成FEs[33], 而在好氧條件下更容易直接氧化為E1-3S[34]。生活污水由于有機物濃度高一般呈現缺氧的狀態, 因此進水中產物E2濃度遠高于產物E1-3S。而遵循典型的醇氧化為酮反應, E2較易氧化形成E1[35], 故E2-3S去共軛為E2后被迅速轉化為E1, 團隊前期研究已發現E2非常易于轉化為E1[21]。類似地, E1-3S在缺氧環境中也易于發生硫酯鍵斷裂解離出E1, 所以進水中E1濃度較高。Zhang等[34]證明E1是E2和E1-3S的共同代謝產物, 是一種二次降解產物。此外, 據報道E2-3S會發生羥基化和酮化[18], E2-3S羥基化轉化為E3-3S, 但E3-3S在進水只有少量檢出, 這主要由于E3-3S會進一步斷裂共軛硫酯鍵形成E3, 因此進水中有大量的E3檢出。本研究首次觀察到E2-3S可形成痕量D-CEs, 取代位點為C-3和C-17位置[36], 且其形成可能與厭氧缺氧環境有關。基于以上分析, 圖8描述出了E2-3S的轉化途徑, 可見E2-3S最終的轉化產物主要為E1, E1繼而發生進一步降解代謝。

3 結論

本研究中探討了有無植物兩個HFCWs對E2-3S轉化途徑及行為規律的影響, 得到如下結論:(1)HFCW對E2-3S降解效率高達99%, 有無植物沒有顯著影響, 然而, E2-3S可轉化為其他雌激素產物,結合目標物與產物的共同去除, P-CW對雌激素整體去除率為86%, 顯著高于U-CW(58%)。(2)E2-3S可轉化為E1、E3和D-CEs, 其中占比最高的產物為E1, 達70%以上, E3次之, P-CW中發現痕量E2-3S的對映體αE2-3S; 植物提高了濕地DO水平, 有利于FEs好氧降解。(3)E2-3S的主要轉化路為經硫酯鍵斷裂形成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, 首次發現E2-3S還可以產生痕量雙位取代D-CEs(＜總雌激素的5%), 且植物系統中存留量更低。