工业水处理, 2021, 41(6): 58-65 doi: 10.11894/iwt.2020-1266

• 工业污水处理及回用专题 •

类固醇雌激素在水环境中的分布及其深度去除技术研究进展

胡俊,, 李同, 颜宇杰, 黄辉,, 张徐祥, 任洪强

Distribution of steroid estrogen in aquatic environment and research progress of their advanced removal technologies

Hu Jun,, Li Tong, Yan Yujie, Huang Hui,, Zhang Xuxiang, Ren Hongqiang

通讯作者: 黄辉。E-mail: envhuang@nju.edu.cn

收稿日期: 2021-01-11  

基金资助: 国家自然科学基金项目.  51878336
江苏省优秀青年基金项目.  BK20200063
国家水专项子课题.  2017ZX07204001
江苏省重点研发计划项目.  BE2018632
中央高校基本科研业务费项目.  021114380153

Received: 2021-01-11  

作者简介 About authors

胡俊(1996-),硕士研究生E-mail:hujun001@yeah.net , E-mail：hujun001@yeah.net

Abstract

Steroid estrogens(SEs) are a group of refractory organic micropollutants detected in aquatic environment frequently. Generally, their mass concentrations in aquatic environment of China are much higher than estrogen disruption effects mass concentration threshold of 1 ng/L, which results in potential health risks to the environment and human. They are vital pollutants affecting the safe reuse of secondary effluent after the advanced treatment. This study systematically reviewed that the physical and chemical properties, the distribution in aquatic environment and the potential environment risks of steroid estrogens. The main advanced removal techniques for steroid estrogens were also summarized. On this basis, the future research trends were proposed from four aspects including new adsorption materials, inexpensive catalytic oxidation technology, synergistic advance purification of multi-pollutants, development of combined process and reactors.

Keywords： steroid estrogen ; aquatic environment risk ; advanced wastewater treatment ; safe reuse of reclaimed water

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本文引用格式

胡俊, 李同, 颜宇杰, 黄辉, 张徐祥, 任洪强. 类固醇雌激素在水环境中的分布及其深度去除技术研究进展. 工业水处理[J], 2021, 41(6): 58-65 doi:10.11894/iwt.2020-1266

Hu Jun. Distribution of steroid estrogen in aquatic environment and research progress of their advanced removal technologies. Industrial Water Treatment[J], 2021, 41(6): 58-65 doi:10.11894/iwt.2020-1266

污水深度处理与再生利用是世界各国缓解水资源短缺的重要举措。随着再生水市场的不断发展，水质安全保障和风险控制成为核心目标〔1〕，其中二级尾水中高频检出的高毒性难降解微量污染物是影响再生水安全利用的重要因素，探索其经济高效的深度去除技术成为领域的前沿热点和行业内的重大需求。

类固醇雌激素（SEs）是一类具有高内分泌干扰毒性的微量污染物，它们在水环境中广泛分布，即使在极低质量浓度（ng/L）下，也会对动物及人类健康造成危害〔2〕。然而传统污水处理厂对类固醇雌激素并不能特异性高效去除，使得污水处理厂出水成为水环境中类固醇雌激素的最主要来源〔3-4〕，因此污水中类固醇雌激素逐渐成为污水深度处理及再生水安全利用过程中应优先控制的一类难降解有机微污染物。

根据该领域现有的研究报道，笔者对四种类固醇雌激素的理化性质、在水环境中的分布特征和潜在的环境风险进行了综述，总结了二级生化尾水中类固醇雌激素深度去除技术的效果及不足，并对其深度去除技术的未来发展方向进行了展望，以期为认识水环境中类固醇雌激素的危害和发展类固醇雌激素的去除技术提供基础信息。

1 类固醇雌激素的种类和性质

类固醇雌激素是一类环境雌激素，主要分为天然类雌激素和人工合成类雌激素，天然类雌激素主要包括雌酮（E1）、17β-雌二醇（E2）、雌三醇（E3），人工合成类雌激素主要为17α-乙炔雌二醇（EE2），它们的理化特性详见表 1。类固醇雌激素的辛醇-水分配系数较大，它们在水中的溶解度较低，呈疏水性和亲脂性，其中天然类雌激素E1、E2、E3在水中的溶解度依次为13、13、32 mg/L，而人工合成类雌激素EE2在水中的溶解度则更低，只有4.8 mg/L。这些类固醇雌激素在环境中能够持久存在并具有一定的生物富集性〔5〕。它们具有类似的分子结构，基本框架是由一个苯环，两个环己烷和一个环戊烷组成，它们结构的差异主要是环上取代基类型、取代基位置和空间结构的不同〔6〕，这种结构的差异会影响其雌激素效应的大小，研究表明，4种类固醇雌激素的雌激素效应从大到小顺序依次为EE2、E2、E3和E1，它们的雌激素效应相对比值为246∶100∶17.60∶2.54〔7〕。

表1   4种典型类固醇雌激素的理化性质

化合物分子式摩尔质量/（g·mol-1）水中溶解度（20 ℃）/（mg·L-1）辛醇-水分配系数logKow解离常数雌激素效应相对值
雌酮（E1）C18H22O2270133.4310.3~10.82.54
雌二醇（E2）C18H24O2272133.9410.71100
雌三醇（E3）C18H24O3288322.8110.4017.60
炔雌醇（EE2）C20H24O22964.84.1510.40246.00

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2 类固醇雌激素在水环境中的分布及危害

2.1 水环境中的分布

随着微量污染物检测技术的发展以及人们对水中类固醇雌激素的日渐关注，类固醇雌激素在多个受纳水体中被发现。表 2列出了部分中国受纳水体中4种类固醇雌激素的浓度水平，在采样的河流和湖泊中几乎都发现了这4种类固醇雌激素，由此可见，我国的水环境中普遍存在类固醇雌激素的污染，它们的平均质量浓度远远高于5 ng/L，其中平均质量浓度最高的是辽河流域，在其水体中E1、E2和EE2的平均质量浓度分别为66.2、45.3、596.0 ng/L〔8-9〕。此外，在三峡库区、洪湖、湘江特别是沿海水域，类固醇雌激素的含量相对较高〔8, 10-13〕，如在沿海水域，检测到了E1、E3和EE2，其最高质量浓度分别达到了204.4、278.4、120.7 ng/L。而在洱海湖，这四种类固醇雌激素浓度相对较低，检测到的E1、E2、E3和EE2的平均质量浓度分别只有14.40、5.06、4.68、3.03 ng/L。虽然不同地区水体中类固醇雌激素含量存在一定差异，但其浓度水平均已超过风险临界值。另外，从这些报道可以看出，水体中类固醇雌激素浓度的高低与当地的经济发展水平和人口密度密切相关，一般来说，经济发展水平和人口密度越高，当地水体中的类固醇雌激素浓度也相对越高，这是因为我国地表水中的类固醇雌激素来源通常与农业和生活污水、医疗废水以及工业废水的排放有关。

表2   中国地表水中类固醇雌激素的浓度水平

化合物取样地最小质量浓度/（ng·L-1）最大质量浓度/（ng·L-1）平均质量浓度/（ng·L-1）参考文献
雌酮（E1）灞河2.4055.9017.46〔14〕
东洞庭湖2.2641.015.63〔12〕
洱海湖4.7055.0014.40〔15〕
洪湖ND83.5217.64〔12〕
辽河流域2.601 235.0066.20〔9〕
三峡库区ND52.3010.53〔10〕
湘江0.2851.307.35〔11〕
沿海水域ND204.4—〔13〕
雌二醇（E2）灞河1.2023.9010.19〔14〕
东洞庭湖ND52.8110.32〔12〕
洱海湖1.1017.405.06〔15〕
洪湖ND59.847.26〔12〕
辽河流域2.601 254.0045.30〔9〕
三峡库区0.1010.003.63〔10〕
湘江0.2846.2010.92〔11〕
沿海水域NDND—〔13〕
雌三醇（E3）灞河ND5.201.42〔14〕
东洞庭湖ND66.6720.69〔12〕
洱海湖0.5035.804.68〔15〕
洪湖ND56.3527.70〔12〕
三峡库区ND81.6017.35〔10〕
沿海水域ND278.4—〔13〕
炔雌醇（EE2）灞河ND31.506.72〔14〕
东洞庭湖ND24.883.04〔12〕
洱海湖0.5016.103.03〔15〕
洪湖ND43.9317.73〔12〕
辽河流域2.6017 112.00596.00〔9〕
三峡库区ND35.307.87〔10〕
湘江ND21.405.37〔11〕
沿海水域ND120.7—〔13〕

注：ND代表未检出；“—”代表未说明或未检测。

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污水处理厂是接收和处理生活污水以及工业废水的重要场所，近年来，类固醇雌激素在其进水和出水中被频繁检出。表 3给出了国内外污水厂进出水中类固醇雌激素的浓度水平，它们的质量浓度范围一般在ng/L到μg/L，而且每种类固醇雌激素在进水和出水中都存在较大的差异，E1和E3的浓度普遍较高，E2和EE2的浓度相对较低，这是由于E1和E3是动物和人类的主要排泄产物〔16〕，另外，E2和EE2在水环境中可以部分转化为E1和E3〔16-18〕。污水在经过污水处理厂处理后，大部分雌激素得以去除，但出水中残留的类固醇雌激素质量浓度仍然保持在几到几十ng/L水平，这高于欧盟水框架指令所推荐的安全限值（0.4 ng/L）〔19〕。此外，E2当量通常用于评估水中的雌激素反应活性的水平，根据Chao Su等〔8〕的研究，郑州五龙口污水厂二级生化尾水中E2当量水平为（6.26±0.21）ng/L，这远高于欧盟所规定的雌激素干扰效应的质量浓度阈值（1.0 ng/L）。而且，随着二级出水持续排入接收水体中，排入水环境中雌激素的总量也非常巨大。Bin Huang等〔16〕根据污水厂进水浓度及污水厂处理能力，计算了昆明市八个污水处理厂每天排入接收水体中类固醇雌激素的平均质量通量为35.8 g。同样的，Kai Lei等〔20〕计算了三个污水厂排入温榆河的雌激素的质量通量为每年303 kg。这些从污水厂排入接收水体中的类固醇雌激素会在水体中发生部分累积，并且部分会吸附在底泥中，当环境发生变化时，会释放到水环境中，造成水环境中类固醇雌激素浓度的增加，从而对生态环境及人类健康造成潜在风险。

表3   国内外污水厂进出水中类固醇雌激素浓度水平

取样点进水质量浓度/（ng·L-1）出水质量浓度/（ng·L-1）参考文献
雌酮（E1）雌二醇（E2）雌三醇（E3）炔雌醇（EE2）雌酮（E1）雌二醇（E2）雌三醇（E3）炔雌醇（EE2）
国外德国6622.7——14.64.6——〔21〕
意大利319.7574.824411.71.4〔21〕
英国1.8~4.1< 0.3—< LOD< LOD< LOD—< LOD〔22〕
西班牙< 2.5~115< 5~30.4< 0.25~70.7< 5< 2.5~8.1< 5~14.5< 0.25~21.5< 5〔23〕
法国9.6~17.611.1~17.411.4~15.24.9~7.16.2~7.24.5~8.65.0~7.32.7~4.5〔24〕
韩国17~2245~3183~3 660—3~23ND17~39—〔25〕
南非13~35120~1993~910~953~784~107< 11~8〔26〕
国内北京132.0~911.531.7~131.0134.9~505.5175.6~873.81.2~253.8ND~64.3ND~61.377.9~112.4〔27〕
昆明50.1~154.38.4~40.223.4~70.77.5~42.31.4~62.5ND~23.8ND~17.3ND~28.0〔16〕
江苏29~1291 126~1 170532 193~4 4377~1841~10139280~549〔28〕
郑州————3.95± 0.644.68±0.89—0.24±0.07〔29〕
香港11.0~33.11.6~3.314.5~113.8ND0.5~60.5ND~1.6ND~24.6ND〔30〕

注：ND代表未检出；<LOD代表低于检测限；“—”要冶代表未说明或未检测。

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综上所述，类固醇雌激素在水环境中广泛分布，污水处理厂出水作为重要的源头之一是非常值得关注的。多项研究表明，我国各个地区的污水厂二级生化尾水中类固醇雌激素浓度水平往往会超过相关水质安全标准，会给再生水的安全利用带来潜在风险。

2.2 环境风险

这些存在于水环境中的类固醇雌激素作为一种外源性雌激素，即使在浓度很低时也会对生物体的繁殖和生长、内分泌系统和神经系统以及免疫功能产生不良影响〔5, 31〕。图 1是修改自C. L. Spindola Vilela等〔32〕绘制的关于四种类固醇雌激素对内分泌系统的破坏示意图。这些类固醇雌激素可以模拟细胞内雌激素作用，和水生生物及人类的雌激素受体结合从而干扰正常的激素合成和代谢，造成内分泌干扰毒性，从而导致癌症、不孕不育和肥胖等多种疾病的发生。除了与雌激素受体直接结合外，它们也可以通过表观遗传机制改变生殖和免疫功能所需基因的表达，从而对生物体产生致畸作用，影响人类的健康〔8〕。

图1

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图1   类固醇雌激素对人体内分泌系统的破坏示意图


3 类固醇雌激素的深度去除技术

对于类固醇雌激素的深度去除主要有物理方法和化学方法，表 4列出了目前对水中类固醇雌激素深度去除的一些主要方法。

表4   类固醇雌激素深度去除技术

深度处理技术目标物质水质类型初始浓度反应条件去除率/%参考文献
物理方法Fe3+负载的蒙脱土吸附E2合成废水100 μg/mL反应时间30 min；10 mg/mL Fe3++负载的的蒙脱土>80〔33〕
实际废水0.1 μg/mL反应时间30 min；30 mg/mL Fe3++负载的的蒙脱土~80
β-环糊精聚合物吸附E2实际废水10-11 mol/L室温反应1 h后，3 000 r/min离心10 min70〔34〕
10-10 mol/L以质量体积比0.002将环糊精聚合物加入E2溶液中>90
功能化生物炭吸附E1合成废水465.9 μg/L反应时间50 h；445 mg/L功能化生物炭100〔35〕
E2497.0 μg/L反应时间64 h；445 mg/L功能化生物炭100
E3461.3 μg/L反应时间64 h；555 mg/L功能化生物炭100
EE2460.4 μg/L反应时间64 h；445 mg/L功能化生物炭100
离子交换EE2合成废水20 μg/L15 mL/L磁性离子交换树脂75.3〔36〕
超滤膜过滤E1实际废水2~150 ng/L操作温度20 ℃；超滤膜压力45~504 kPa44〔37〕
E28
EE234
纳滤膜过滤E1实际废水4.7~81.5 ng/L中试规模NF系统的水处理能力为50 m3/d；水通量的设计值为14.3 L/（m2·h）81.2〔38〕
E34.7~81.5 ng/L100
EE2>100 ng/L>90
碳纳米管电化学过滤E2合成废水37 μmol/L操作时间300 min；应用电压2.5 V99.1〔39〕
98.4
EE2实际废水37 μmol/L操作时间300 min；应用电压2.5 V96.3
95.3
化学方法臭氧氧化E1实际废水0.015 μg/L反应时间18 min；5 mg/L臭氧>80〔40〕
E1实际废水9.7~28 ng/L反应时间10 min；5 mg/L臭氧95〔41〕
E23.0~21 ng/L
氯氧化E2合成废水50 μg/L反应时间10 min；1.46 mg/L次氯酸钠100〔42〕
E2合成废水10-7 mol/L反应时间36 h；1.5 mg/L次氯酸钠100〔43〕
EE2合成废水0.2 mmol/L反应时间5 min；1 mmol/L液氯100〔44〕
光催化氧化E1合成废水0.1 mg/L反应时间60 min；8.5 mg/L过氧化氢、0.1 g全氟磺酸/铁催化剂；紫外灯光95〔45〕
E20.1 mg/L—
E30.1 mg/L70
EE20.1 mg/L98
生物炭/一氯铵E2合成废水10 μmol/L反应时间24 min；1 g/L生物炭；0.30 mmol/L一氯铵95〔46〕
EE210 μmol/L
掺杂铁的石墨生物炭/过硫酸盐E2合成废水6 mg/L反应时间90 min；40 mg/L生物炭；400 mg/L过硫酸盐100〔47〕
紫外/过硫酸盐E2合成废水3 mg/L反应时间20 min；40 mg/L过硫酸盐98〔48〕
紫外/过氧化氢E1合成废水5 μmol/L40 mg/L过氧化氢；紫外光（254 nm，55 W，1 000 mJ/cm2）~99〔49〕
E25 μmol/L
EE25 μmol/L
E1合成废水1 μmol/L1 μmol/L H2O2；反应时间0.44 h；紫外光（254 nm，15 W，160 mJ/cm2）~80〔50〕

注: "_"代表未说明或未检测。

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3.1 物理方法

物理处理的方法主要有吸附和膜过滤。

吸附过程是将类固醇雌激素从水相吸收到固相（吸附剂）上的方法。A. K. Kumar等〔51〕以活性炭为吸附剂，采用间歇搅拌和柱实验的方法来吸附去除水中的炔雌醇，研究结果表明，活性炭对炔雌醇的去除效果较好，但会受到各种操作条件的影响，在酸性和碱性环境下，它的去除效果较差，在中性条件下，它的吸附去除率最高可达到95.4%，另外，吸附效果受温度的影响也较大，温度过高或过低都不利于活性炭对炔雌醇的吸附去除。A. K. Kumar等〔52〕采用了同样的方法来吸附水中的雌三醇，得到了相似的发现，雌三醇初始浓度、pH和温度都会对活性炭吸附去除水中雌三醇产生较大的影响，由此可见，活性炭在吸附类固醇雌激素时对环境条件的要求相对较为苛刻，同时，活性炭作为一种非选择性的吸附剂，会受到水体中共存基质的影响，这些基质会与雌激素竞争活性炭上的吸附位点，从而降低活性炭对雌激素的去除效果。近年来，随着研究的不断深入，多种吸附剂被应用到吸附去除类固醇雌激素的研究中。Liang Wang等〔36〕以磁性离子交换树脂来处理水中的炔雌醇，去除率最高达到75.3%，相较于其他的吸附方法，此种吸附剂的处理效果并不理想，但是其再生能力较好，经过20次循环后，对炔雌醇的去除率没有明显下降，和活性炭不同的是，磁性离子交换树脂在酸性和碱性条件下有利于对炔雌醇的去除。Chao Qin等〔33〕以负载Fe3+的蒙脱土来吸附去除水中的雌二醇，并研究了反应温度、溶解性有机物、pH和常见的阳离子对其去除效果的影响，研究发现，在中性pH下去除率较高并且随着温度升高去除率升高，常见的阳离子对其去除效果没有显著的影响，但是水中的溶解性有机物对其影响较大，然而通过提高投加剂量可以抵消这部分的影响。

膜处理技术是基于两相之间的物理性质或化学性质的差异而进行分离的过程。反渗透、超滤、纳滤和微滤是常见的用于去除微量污染物的膜法处理技术。Y. Yoon等〔37〕用磺化聚醚磺基与超薄聚酰亚胺改性的薄膜复合材料来处理水中的内分泌干扰物，研究发现，它对类固醇雌激素的去除效率是非常低的，这可能与膜孔的大小相关，而且对于不同种类的类固醇雌激素，它的处理效果差异较大，这是由于超滤膜的截留效率受物质的极性强弱和疏水性强弱的影响。用膜法处理类固醇雌激素研究最多的是纳滤，Rui Xu等〔38〕用纳滤膜进行了中试规模的实验来处理实际废水中的多种新兴污染物，在研究中发现，纳滤膜对水中类固醇雌激素的处理效率相对较高，但是对于不同种类的类固醇雌激素的去除存在差异，这与A. J. C. Semiao等〔53〕的研究发现相一致，这是因为不同种类的类固醇雌激素所含有的基团不同，它们与膜之间的相互作用存在一定的差异。I. Koyuncu等〔54〕的研究也发现水体中腐殖酸的存在会增强对类固醇雌激素的去除作用，这是由于雌激素可能会与腐殖酸上的基团进行缔合作用而形成大分子复合物，从而增强了尺寸排阻效应和雌激素在膜上的吸附作用。

吸附法和膜过滤法对于水中类固醇雌激素的去除虽然有较好的效果，但是它们受到吸附剂材料和膜材料的材质、孔径分布和尺寸大小的影响，同时受所处理的废水水质的影响也较大，吸附剂容易出现吸附饱和和孔径的堵塞，膜材料则容易受到表面污染和膜孔径的堵塞，这就需要对其进行频繁清洗和更换，操作比较麻烦且费用较高。另外，物理处理方法只是水体污染物实现相转移的过程，并未真正实现污染物的消除，所以，物理处理对于水体类固醇雌激素的深度去除存在一定的局限性。未来应注重进行新的吸附材料的研发，如基于分子印迹技术吸附材料的研发和应用，以实现在复杂水质条件下对类固醇雌激素的高容量、高选择性吸附。同时，应开发吸附材料的高效再生技术，以提高材料的重复使用能力和类固醇雌激素的回收利用率。

3.2 化学方法

化学处理方法主要包括化学氧化剂氧化和催化氧化两种方式。

化学氧化剂氧化法所用的氧化剂通常有次氯酸钠、液氯、臭氧等。T. A. Ternes等〔40〕使用5 mg/L的臭氧氧化水中的雌酮，去除率大于80%，而且处理后废水中的雌激素活性也显著降低，表明利用臭氧处理水中的痕量类固醇雌激素具有较大的潜力，但是臭氧发生装置的成本较高，而且操作需要有一定的专业技术，这是限制其推广应用的主要原因。氯化法由于其价格低廉，通常用于水的消毒和微污染物的处理，由于氯会和酚基团发生反应，所以类固醇雌激素可以进行氯化作用而去除。B. Lee等〔43〕利用次氯酸钠对水中的雌二醇进行处理并研究了其产物的雌激素活性，研究发现，雌二醇得到有效的去除，但是其生成的产物仍然具有雌激素活性，部分产物的雌激素活性甚至比原来的雌二醇本体雌激素活性更强。而在K. Moriyama等〔44〕的研究中同样发现了这一现象，其利用次氯酸钠处理炔雌醇，5 min后炔雌醇得以完全去除，但是部分产物的雌激素活性和本体雌激素活性相当。因此使用化学氧化剂处理水中类固醇雌激素产生的副产物而带来的二次污染问题是化学氧化剂氧化法的瓶颈问题。

催化氧化通常是指污染物与自由基反应被彻底矿化的过程。B. Cedat等〔49〕利用紫外光活化过氧化氢产生的羟基自由基来处理水中的雌酮、雌二醇和炔雌醇，并对反应后的水质进行了雌激素活性和毒性检测，结果表明，紫外/过氧化氢对水中的三种类固醇雌激素的去除率最高可达99%，并且处理后的废水中未检测到高的雌激素活性和毒性副产物，同时，他们也研究了水中的共存基质对处理效果的影响，结果发现水中的腐殖酸会很大程度上降低羟基自由基对类固醇雌激素的处理效果，这是因为水中的腐殖酸会和生成的羟基自由基等活性物种反应，从而对羟基自由基形成猝灭效应。A. Angkaew等〔48〕采用紫外光活化过硫酸盐产生的硫酸根自由基来处理雌二醇，此方法同样也对雌二醇有较高的去除率，去除率最高可达98%，同时，他们也研究了初始pH、组成离子、浊度和腐殖酸等水质条件对去除效果的影响，研究结果同样表明腐殖酸是影响其处理效果的最重要的共存基质。Zijian Wang等〔46〕利用生物炭活化一氯铵产生多种自由基来处理水中的雌二醇和炔雌醇，研究发现对雌二醇和炔雌醇降解起主要作用的自由基是活性氮自由基，并且，活性氮自由基是一种具有选择性的自由基，它主要攻击雌激素上的酚基团，因此此种方法受到水中共存基质的影响较小，但是和羟基自由基相比，它的反应活性相对较弱。

尽管化学法对类固醇雌激素的去除效果较好，但是在处理过程中发生化学反应产生的氧化产物可能仍具有雌激素活性甚至雌激素活性更强，并且投加的化学药剂成本较高，此外，废水水质对其处理过程有一定的影响，不过对于规模较小的污水处理厂深度处理，化学法有其独特的优势。未来应注重开发廉价高效催化氧化技术，如基于过氧乙酸的催化氧化、过碳酸盐的催化氧化和光催化氧化技术，以实现类固醇雌激素的高效去除和毒性的高效削减。

4 总结和展望

水体中类固醇雌激素属于一类具有高雌激素活性的内分泌干扰物，在ng/L时就可产生内分泌干扰毒性，而我国各地区水环境中检测到的类固醇雌激素的质量浓度往往都超过了欧盟规定的雌激素效应的质量浓度阈值（1 ng/L），对生态环境和人体健康具有潜在的威胁。污水处理厂的二级出水是水环境中类固醇雌激素的重要来源，对其进行深度去除是再生水安全利用的关键。类固醇雌激素深度去除主要有物理和化学的方法，其中物理方法是污水中类固醇雌激素的相转移过程，并没有实现类固醇雌激素的降解，化学方法虽然实现了对污水中类固醇雌激素的降解，但是生成的副产物带来的二次污染问题需要进一步解决。对此，笔者从新型吸附材料、价格低廉的高效催化氧化技术、多污染物（如总氮等）协同深度净化、组合工艺及反应器开发等四个方面展望了未来的研究趋势：

（1）进行高吸附容量、高选择性、高回收率的新型吸附材料（如基于分子印迹技术的吸附材料）的研发和应用，以实现对水中微量类固醇雌激素的经济高效去除；

（2）开发价格低廉的高效催化氧化技术（如基于过氧乙酸的选择性催化氧化技术），利用其生成具有选择性氧化功能的自由基来降解水中的类固醇雌激素，以实现复杂水质下类固醇雌激素的高效去除和毒性的高效削减；

（3）对现有生化尾水深度处理工艺（如反硝化滤池）进行原位强化，以实现多污染物（如类固醇雌激素与总氮等）协同深度净化；

（4）进行新型物化-生化组合工艺和反应器（如基于过氧乙酸的催化氧化-反硝化滤池工艺）的开发，利用物化技术降解类固醇雌激素，产生的副产物和碳源进入生化处理工艺，以实现低碳氮比生化尾水中多污染物的高效深度去除和出水毒性的削减。

参考文献

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