可降解微塑料對銅和鋅離子的吸附解吸特性

范秀磊,常卓恒,鄒曄鋒,劉加強,李 瑩,侯 俊

可降解微塑料對銅和鋅離子的吸附解吸特性

范秀磊1,2,常卓恒1,2,鄒曄鋒1,2,劉加強3*,李 瑩1,4,侯 俊4,5

(1.徐州工程學院環境工程學院,江蘇 徐州 221018；2.江蘇省工業污染控制與資源化重點實驗室,江蘇 徐州 221018；3.中國礦業大學環境與測繪學院,江蘇 徐州 221116；4.河海大學環境學院,江蘇 南京 210098；5.淺水湖泊綜合治理與資源開發教育部重點實驗室,江蘇 南京 210098)

為了評估可降解微塑料對共存污染物的載體效應,對可降解微塑料PLA(聚乳酸)對重金屬污染物(Cu2+、Zn2+)的吸附和解吸行為進行了探究,同時選擇常規微塑料PP(聚丙烯)進行對照實驗.在紫外老化過程中,微塑料(MPs)均表現為表面出現裂紋、凹坑,比表面積增大,負電荷增多,含氧官能團強度增強,親水性增強.較之PP,PLA在紫外老化過程中理化性質的改變尤為明顯.老化后MPs的吸附能力遠大于老化前,老化PLA對Cu2+的最大吸附量可達5.56mg/g,約為新制PLA(2.27mg/g)的2.5倍;老化前后PLA對重金屬的吸附量均高于PP.解吸實驗表明,老化后MPs對重金屬的解吸率均低于老化前,而老化前后PLA對Cu2+、Zn2+的解吸量及解吸率均高于PP.較之胃液環境,老化前后MPs對金屬離子的解吸更易在腸液環境中進行.說明PLA相對于PP對重金屬具有更強的載體作用,且PLA更容易將重金屬污染物釋放到人體內,進而對人體健康造成威脅.

可降解微塑料；重金屬離子；紫外線老化；吸附；解吸

微塑料(MPs)廣泛存在于各種水環境中,被稱為“水中PM2.5”.MPs因其在環境中難以降解,可在水體、沉積物等環境介質中長期存在,并在水生生物體內積累,嚴重威脅水生態安全和人體健康,成為重要的環境問題之一[1].為了應對傳統塑料對環境日益嚴重的污染問題,可降解塑料應運而生[2].然而,無論是傳統還是可降解塑料制品,被遺棄到自然環境中后,都會不可避免地產生MPs.相關研究表明,可降解塑料只在優化的堆肥條件下才能完全降解,而在自然環境中,可降解塑料與傳統塑料均表現為不完全降解[3].分布在水環境中的MPs不可避免地會發生各種物理、化學和光氧化反應,導致其理化性質的改變.研究發現老化后聚乳酸 (PLA)對有機污染物菲的吸附能力是老化前的12倍,其表面結構的變化(出現裂縫,凹坑)為主要原因[4].

目前關于水環境中MPs理化特性、載體效應和生物毒理效應等方面的研究主要集中于傳統MPs.相對于傳統MPs,可降解MPs的相關研究工作則非常缺乏.與傳統MPs相比,可降解MPs的分子組成、理化特性等具有其特殊性,基于傳統MPs開展的相關研究結果并不能適用于可降解MPs.因此開展水環境中可生物降解MPs的生態風險評估研究,將有助于拓展MPs在水環境中環境行為和生態效應的研究內涵.

MPs在水環境中通常不以單獨的形式存在,其潛在生態風險一方面來源于其本身的生態毒性,另一方面來源于其對共存污染物的載體效應.重金屬離子與水環境中的MPs相互作用,由于MPs顆粒小、疏水性強、遷移性好等特點,能夠顯著影響重金屬離子的環境行為[5],產生不同于單獨污染的生物效應,進而可能對食物網和人類健康構成更嚴重的威脅[6]. 與有機污染物不同,重金屬是不可生物降解的,并且在水生環境中持續時間更長,從而造成更大的潛在危害[7].此外,重金屬可直接或間接接觸食物網并最終被人體吸收,例如由于MPs的攜帶作用而對人體產生致癌,致畸和致突變作用[8-11].

最新研究于人體糞便中檢測到了幾種環境中常見的MPs[12],表明環境中的MPs可以通過食物鏈進入人體.較之水環境,人體內環境更為復雜, MPs在人體內的解吸行為必然會與之不同.先前報道稱,MPs在模擬腸液中對污染物的解吸率是在水環境中的數倍[13].除腸液環境外,人體中的胃液環境也是MPs對外釋放有害物質的主要場所.因此研究模擬腸液及胃液下可降解MPs對污染物的解吸行為,對評估MPs的生物風險性具有重要指導作用.

PP(聚丙烯)作為代表性傳統微塑料,被應用于眾多領域中,本研究選取PP作為對比材料,選擇PLA及PP為目標MPs.銅(Cu2+)和鋅(Zn2+)是兩種典型的重金屬污染物,被選擇為MPs的目標共存污染物,開展MPs對重金屬離子的吸附與解吸實驗,以評估MPs的共存重金屬的載體效應及其對水環境的生態風險.

1 材料與方法

1.1 材料

實驗MPs聚乳酸(PLA)及聚丙烯(PP)均購買上海冠步機電科技有限公司.其中PLA樣品的粒徑為250～550μm,PP樣品的粒徑為70～150μm.使用前,將所有MPs樣品放入質量濃度為5%的HNO3溶液中浸泡24h,取出后經超純水沖刷洗滌,依次放入干燥箱中,在35℃條件下避光干燥24h,最后取出儲存于密封袋中,待用.

實驗所需的Cu2+和Zn2+溶液分別通過硫酸銅及硫酸鋅制備得到,牛黃膽酸鈉購買自美國Aladdin Industrial Corporation公司,藥物純度>98%.

1.2 紫外線老化實驗

采用紫外老化箱(上海瑞起測控科技有限公司)模擬MPs在自然環境中的老化行為.稱取多組定量的PLA及PP樣品,分別放入裝有80mL超純水的石英管中.將裝有MPs樣品的石英管放置于UVA-313nm的紫外燈下,在紫外線波長313nm,強度為50W/m2下進行48h的紫外老化實驗.分別于1,6,12,24和48h時取出老化MPs樣品,經洗滌過濾后,于35℃條件下在干燥箱中干燥24h,取出儲存于密封袋中,進行后續的表征及吸附解吸實驗.

1.3 實驗儀器

采用掃描電子顯微鏡(SEM,Hitachi S-4800,5kV)分析老化前后MPs表面形貌的改變;采用ASAP2020儀器(Micromeritics,USA)測定老化前后PLA及PP樣品的比表面積.傅里葉變換紅外光譜儀采用美國Nicolet iS10;Zeta分析儀采用英國Zetasizer Nano ZS90.采用PHI 5000VersaProbe光譜儀(ULVAC-PHI Inc.,日本)測定老化前后PLA及PP樣品中的O、C含量.

1.4 吸附實驗

1.4.1 吸附動力學實驗 取一組20mg的MPs樣品及50mL濃度為10mg/L的重金屬離子溶液,分別于100mL離心管中均勻混合.將離心管放置于轉速為150r/min的氣浴恒溫振蕩器中,在恒溫25℃下避光振蕩48h.分別于不同時間(5～2880min)取樣,取出后,經0.45μm的針式過濾器過濾,存儲于10mL離心管中,待測.采用電感耦合等離子體質譜法(Shimadzu, ICPS-7510)分析待測溶液中的Cu2+和Zn2+濃度.

1.4.2 吸附等溫線實驗 配置不同溶度的重金屬離子(Cu2+、Zn2+)溶液,濃度范圍為0.5～20mg/L.在100mL離心管中加入20mg MPs樣品以及50mL重金屬離子溶液(0.5～20mg/L).均勻混合后,將離心管放置于轉速為150r/min的氣浴恒溫振蕩器中,在恒溫25℃下避光振蕩48h.振蕩結束后,取出待測樣品,經0.45μm的針式過濾器過濾,最后儲存于10mL離心管中,待測.

1.5 解吸實驗

解吸實驗在模擬胃液及腸液環境下進行,采用pH=3的鹽酸溶液模擬人體胃液環境[14],將15.6mmol/L的牛黃膽酸鈉與pH=4的HCl溶液進行均勻混合模擬人體腸液環境[15].模擬胃液及腸液在常溫及無光條件下儲存不超過2d.

選擇吸附等溫線實驗中吸附飽和的MPs樣品作為解吸樣品,在使用前對樣品進行過濾、避光干燥后備用.取20mg上述干燥后的MPs樣品和50mL解吸液,混于100mL離心管中混合均勻后,將離心管放置于轉速為150r/min的氣浴恒溫振蕩器中,在恒溫25℃下避光振蕩48h.分別在不同時間點(5～2880min)取樣,取出后,經0.45μm的針式過濾器過濾,存儲于10mL離心管中,待測.

吸附實驗與解吸實驗均設置3個平行實驗.

1.6 吸附模型

為了探討PLA與PP對Cu2+和Zn2+的吸附動力機理,采用準一級和準二級模型擬合其吸附動力學實驗數據.模型方程式如下:

ln(e-Q)=lne-1(1)

/Q=(1/2e2)+(1/e)(2)

式中:e為平衡吸附量,mg/g;Q為時刻重金屬的吸附量,mg/g;1(min-1)和2(g/(mg×min))分別為準一級模型和準二級模型的速率常數.

使用粒子內擴散模型來確定粒子內擴散是否為MPs限速步驟,其方程式如下[16]:

Q=p0.5+(3)

式中:p為顆粒內擴散常數(g/(g×min0.5));截距反映顆粒邊界層的厚度.

使用Langmuir和Freundlich等溫線模型分析吸附等溫線數據,模型方程式如下[17]:

式中:e(mg/g)和e(mg/L)分別代表吸附劑和吸附質的平衡濃度;max(mg/g)代表理論最大吸附容量;L(L/mg)為反映吸附能力的平衡常數.

式中:f和1/f分別為反應吸附劑吸附能力和吸附強度的參數.

1.7 數據處理

采用Sigmaplot 14.0軟件進行數據分析和作圖,數據表示方式為平均值±標準差.

2 結果與討論

2.1 MPs的理化性質

老化前后PLA和PP的SEM如圖1所示.老化前MPs表面均表現出相對均勻的光滑特征,而老化后MPs表面變得異常粗糙,并伴隨裂紋、凹坑等現象的出現.在此基礎上,較之PP,老化后PLA的表面變化尤為明顯,除了裂紋、凹坑,還在其表面發現了大量的微孔結構.由此推測,PLA由于其可生物降解特性,更易受到自然環境中紫外輻射的影響.紫外線能夠導致聚合物中C-C主鏈的斷開,進而降解形成低分子量的聚合物碎片[18].當MPs暴露在紫外線輻射下,其表面材料易發生降解行為,進而增加MPs表面的粗糙程度,在長時間的照射下,甚至會顯著改變MPs的理化性質[19].

在MPs的粒徑相同的前提下,孔隙數與比表面積成正相關[20],平均粒徑與比表面積成負相關[21].由表1可知,經紫外線輻射老化后,PLA的比表面積由1.01m2/g增加至2.83m2/g,增長了1.8倍;而PP的比表面積由0.98m2/g增長至2.09m2/g,增長了1.1倍.在紫外線輻射長期照射下,MPs表面易產生凹坑、裂紋結構,而老化MPs表面出現的孔隙結構正是致使其比表面積增大的主要原因[21].MPs經老化后,比表面積較老化前有一定程度的增加,為環境中污染物的吸附提供了更多的吸附位點使更多的污染物富集于微塑料顆粒表面,增強了其遷移能力.

如表2所示,老化前后PLA和PP的Zeta電位均呈負電荷狀態,且在紫外線老化過程中,PLA的Zeta電位從老化前的-7.79mV降至老化后的-13.60mV;PP的Zeta電位從-5.01mV降低至-8.54mV.紫外線老化可以增加PLA和PP表面攜帶的負電荷.伴隨著Zeta電位的降低,MPs表面的負電荷增多,其對污染物的吸附能力也勢必會受到影響[9].同時,老化前后PLA的Zeta電位絕對值均大于PP,說明較之PP,PLA表面攜有更多的負電荷,更有利于對重金屬離子的吸附[22].

圖1 老化前后PLA和 PP的SEM圖

左圖為放大500倍,右圖為放大2000倍

表1 原始和老化PLA、PP的比表面積及孔容孔徑

表2 原始和老化PLA、PP的Zeta電位(pH=7)

如圖2(a)所示,光譜3500～3000cm-1處為羥基O-H拉伸振動引起的吸收峰,1700～1800cm-1處為C=O的特征吸收峰[23].而在1500～1300cm-1處是由CH不對稱鍵拉伸振動所引起的吸收峰[24-25].伴隨老化時間的延長,光譜1700～1800cm-1處的羰基吸收峰的強度顯著增加,這與先前結論一致[21].據有關研究結果顯示,紫外線老化能顯著增加MPs表面羰基官能團的含量[26].

如圖2(b)所示,光譜3500～3000cm-1處為羥基O-H拉伸振動所引起的吸收峰,在1635cm-1附近是由H2O吸附分子O–H彎曲振動所引起的吸收峰.在光譜1500～1300cm-1,1200～1100cm-1處分別為由CH和CO拉伸振動引起的吸收峰.伴隨老化時間的延長,在光譜3500～3000cm-1和1635cm-1處的羥基吸收峰的強度顯著增加.

圖3顯示了老化前后PLA羰基官能團的變化趨勢,隨著老化時間的延長,1700～1800cm-1處的羰基官能團強度呈現規律性的增長趨勢.為了進一步量化PLA老化前后官能團強度的變化規律,采用羰基指數(CI)作為評價指標,其計算方法如下:

羰基指數(CI)作為定量表征材料老化程度的一種方法,在材料老化效應的研究中廣泛應用[27-28].表3顯示了不同老化時間下PLA的羰基指數.隨著老化時間的延長,PLA的羰基指數從老化前的0.53增長至老化后的1.04,表面PLA的老化程度加劇.為了進一步分析PLA的老化程度,建立了羰基指數(CI)與紫外老化時間的相關關系,如圖4所示,線性曲線能夠較好的擬合兩者的關系,相關性好,相關系數2為0.8349.

表3 不同老化時間下PLA的羰基指數(CI)的變化

圖3 老化前后PLA局部官能團

由于PP的紅外光譜中無C=O特征峰出現,為了分析PP的老化程度,建立了吸收峰面積與紫外老化時間的相關關系.如表4、圖5所示,波數1500～ 1300cm-1處,用C-H來表征PP的老化程度,相關性最好,相關系數2為0.9604.因此,選擇C-H官能團來表征PP的老化程度.先前實驗也報道了類似結論,即在PP紫外線老化過程中,C-H鍵是最明顯的指標[29].隨著老化時間的延長,其C-H特征峰面積值增加,PP老化程度呈現上升趨勢.

圖4 PLA羰基指數與老化時間之間線性擬合曲線

表4 PP吸收峰面積與對應官能團的相關系數

圖5 PP吸收峰(C-H)與老化時間之間的擬合曲線

根據最新研究發現,O/C比可用于代替羰基指數(CI)來表征MPs的老化程度[21].為了進一步證明MPs老化程度與老化時間之間的相關性,采用X射線光電子能譜(XPS)測定了老化前后PLA及PP的O/C比.如表5所示,較之老化前,老化后2種MPs的O/C比均呈現增長的趨勢.對于PLA,其O/C比就從5.90%增長至59.45%,而PP的O/C比也從12.26%增長至12.54%.在本研究中,PLA的O/C比增長趨勢要快于PP,這意味著PLA材料在紫外線照射下更容易老化.因此,本文推測,相對于PP,可降解微塑料PLA更容易受到自然環境中紫外線輻射的影響,易改變其原先固有的理化性質.

表5 紫外線輻射老化前后PLA和PP的O/C比(%)

2.2 吸附動力學

通過兩種模型對MPs的動力學數據進行擬合,擬合結果及相應參數如表6所示.對擬合結果進行分析,發現PLA及PP對Cu2+和Zn2+的吸附過程更符合準二級模型,其相關系數2均在0.98以上.表明重金屬離子在MPs上的吸附具體涉及外液膜擴散、表面吸附等吸附過程.

由表6可知,與老化前的MPs相比,老化后MPs對重金屬離子的吸附量顯著增加.例如,經紫外線老化后,PLA對Cu2+的吸附量從1.89mg/g增加至8.07mg/g,而PP對Cu2+的吸附量也從0.85mg/g增加至2.98mg/g.此外,MPs對Zn2+的吸附能力也在紫外線老化過程中顯著增加.由此可知,老化過程顯著提高了MPs對重金屬離子的吸附能力,可能是原始MPs表面光滑,而老化MPS表面相對粗糙,從而增加了吸附位點,同時可能因為PLA與PP表面氧化分別導致羰基與碳氫鍵的形成,進而形成主要吸附作用力.這與前人研究結果一致[30-32].

表6 PLA和PP吸附Cu2+和Zn2+的動力學模型參數

表7 PLA和PP吸附Cu2+、Zn2+的內部擴散模型參數

同時,老化后MPs的2值均要低于老化前,MPs對Cu2+和Zn2+的吸附速率受化學吸附機理的影響,可能和吸附劑與吸附質之間的電子共用和電子轉移有關.2值越低,說明MPs對重金屬離子的吸附速率越慢,因吸附速率與未占據點位的數量成正比[33],老化MPs表面吸附點位(已占據)的增加,導致了老化MPs后2值的降低.而Zeta電位分析結果也表明,經紫外線老化后,MPs樣品表面負電荷數量顯著增加,這同樣有利于加強MPs對重金屬離子的吸附效果.

圖6 老化前后PLA和PP吸附Cu2+(a)和Zn2+(b)內部擴散模型擬合曲線

為了進一步明確重金屬離子在PLA及PP粒子上的吸附過程,使用粒子內擴散模型對吸附動力學數據進行擬合,擬合結果見表7、圖6.

如表7所示,顆粒內擴散模型能夠較好的擬合MPs的吸附動力學數據,相關系數2均在0.74以上.經紫外光老化后,2種MPs對重金屬離子的pi值均有所增加,且均呈現p1>p2>p3的規律.

2.3 吸附等溫線

采用Langmuir、Freundlich模型對MPs的吸附等溫線數據進行擬合[35],結果如表8所示.通過對比兩種模型的R可知,Freundlich模型可以更好的擬合Cu2+和Zn2+在PLA及PP上的吸附行為.該結果表明,兩種MPs對Cu2+、Zn2+的吸附過程均為包含物理、化學吸附在內的多層吸附[21,36].

通過Freundlich模型擬合可知,老化前后MPs對重金屬離子的K值增加,在PLA對Cu2+的吸附中,其K值從0.32增至0.47,表明MPs對重金屬離子的吸附能力為:老化前<老化后.同時,老化前后PLA的K均高于PP,表明2種MPs對重金屬離子的吸附能力排序為PLA>PP.參數n常被用來描述吸附材料表面的非均質性和吸附趨勢,n值越低,表明MPs表面的非均質性越強.對比老化前后MPs的n值可發現,老化MPs<原始MPs,這主要是老化后MPs表面孔隙和裂痕的產生,導致其非均質性增加.通過Langmuir模型擬合可得,較之老化前,老化后MPs對重金屬離子的max值顯著增加.例如,老化PLA對Zn2+的max可達10.93mg/g,是老化前(2.03mg/g)的5倍之多.同時,對EDS(圖6)的分析中發現,吸附后老化MPs表面Cu元素的含量高于吸附后原始MPs,表明MPs對重金屬的吸附量:老化MPs>原始MPs.

隨著老化時間的延長,MPs對重金屬離子的吸附強度及吸附能力均得到顯著提高.上述現象主要與3種因素有關:(1)老化后MPs比表面積增加,導致其吸附點位增加[37].(2)老化后MPs表面含氧官能團強度及親水性增強,導致其對于重金屬離子等親水性陽離子吸附強度增強[32,38].(3)MPs表面負電荷數量的增加,有利于其對于重金屬離子的吸附[37].

此外,通過對比2種MPs的吸附數據,可知,老化前后PLA對重金屬離子的吸附能力及吸附強度均要大于PP,這主要是由于2種MPs理化性質不同引起.與PP相比,PLA的表面含有更多的含氧官能團,使得PLA能與周圍的水產生更多的氫鍵,從而增強了PLA對水中重金屬離子的吸附強度.同時,PLA (2.83m2/g)的比表面積大于PP(2.09m2/g),使得PLA表面具有更多的吸附位點,從而導致其吸附速率及吸附量的增強.老化前后PLA的Zeta電位絕對值均大于PP,說明PLA表面攜有更多的負電荷,更有利于對重金屬離子的吸附[22].在其他文獻中,微塑料PVC對Cu2+的最大吸附量為0.00764mg/g[39],微塑料PE對Cu2+的最大吸附量為1.0432mg/g[40],而在本實驗中,PLA(原始)對Cu2+的最大吸附量為2.27mg/g,這表明PLA相對于其他吸附材料具有一定優勢.

表8 老化前后PLA和PP吸附Cu2+、Zn2+的吸附等溫線模型參數

2.4 解吸實驗

如表9所示,在模擬胃液及腸液環境下,老化MPs對重金屬的解吸率均要低于老化前,說明老化MPs與重金屬離子之間的結合強度更強,導致吸附于MPs表面的重金屬離子難以從老化MPs表面解吸.例如,老化PLA對Cu2+的解吸率從69.84%降低至10.95%,老化PP對Cu2+的解吸率從23.56%降低至3.59%.其原因可能為老化MPs表面含氧官能團及負電荷的增加,增強了MPs對重金屬的氫鍵和靜電相互作用[41].

不同的是,在模擬胃液環境下,老后MPs對重金屬的解吸量均要低于老化前,而在模擬腸液環境下,老化MPs對重金屬的解吸量均要高于老化前.例如,在模擬胃液中,老化PLA對Cu2+的解吸量從1.29mg/g降低至0.88mg/g;而在模擬腸液中,老化PP對Zn2+的解吸量從0.99mg/g升至2.44mg/g.在不同背景溶液中,MPs的解吸行為也不同.據報道,牛黃膽酸鈉作為腸道表面活性劑,可以增加顆粒內孔的擴散速率以提高聚合物的解吸能力[42].因此,相對于胃液環境,MPs在腸液環境中往往能解吸更多的重金屬離子.

同時,在相同解吸環境下,相對于PP,PLA對重金屬離子具有更高的解吸量及解吸率,例如,在腸液環境下,老化PLA對Cu2+的解吸量可達3.55mg/g,約為PP(1.12mg/g)的3倍.而在胃液環境下,原始PLA對Cu2+解吸率可達69.84%,約為PP(23.56%)的3倍.已有研究表明,可降解MPs(PBTA)對有機污染物的解吸效果要好于傳統MPs[43],這與本實驗結果類似,即可降解MPs對共存污染物的解吸能力要高于傳統MPs.

由于生物體內復雜的生理條件,MPs對生物體的潛在危害不容忽視.在此基礎上,相對于傳統MPs(如PP等),可降解MPs(PLA)對生物體的負面影響可能更為嚴重.

表9 MPs對Cu2+和Zn2+的解吸率及最大解吸量

3 結論

3.1 經紫外線老化后,MPs表面特征由光滑變為粗糙,出現裂紋、凹坑,同時比表面積增加,表面負電荷增多,親水性增強.同時,C/O比表明,在紫外線照射下,PLA比PP更易受到影響,更易發生老化、降解.

3.2 二級動力學和顆粒內擴散模型可以較好的擬合MPs對重金屬離子的吸附行為,吸附等溫線可以用Freundlich模型描述,表明MPs對重金屬離子的吸附屬于多層吸附.2種MPs對Cu2+和Zn2+均具有較好的吸附能力,具體排序為PLA>PP.經紫外線老化后,2種MPs對Cu2+和Zn2+的吸附能力及吸附強度均顯著增強.

3.3 解吸實驗結果表明,在模擬胃液環境下,老化后MPs對重金屬的解吸量均要低于老化前,而在模擬腸液環境下,老化后MPs對重金屬的解吸量均要高于老化前.此外,老化前后PLA對Cu2+和Zn2+的解吸量均大于PP,表明PLA對生物體可能具有更大程度的潛在威脅.

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Adsorption and desorption properties of degradable microplastic for Cu2+and Zn2+.

FAN Xiu-lei1,2, CHANG Zhuo-heng1,2, ZOU Ye-feng1,2, LIU Jia-qiang3*, LI Ying1,4, HOU Jun4,5

(1.College of Environmental Engineering, Xuzhou University of Technology, Xuzhou 221018, China；2.Key Laboratory of Industrial Pollution Control and Resource Reuse of Jiangsu Province, Xuzhou 221018, China；3.School of Environment and Spatial Informatics, China University of Mining and Technology, Xuzhou 221116, China；4.College of Environment, Hohai University, Nanjing 210098, China；5.Key Laboratory of Integrated Regulation and Resources Development on Shallow Lakes, Ministry of Education, Nanjing 210098, China)., 2021,41(5)：2141～2150

In order to evaluate the carrier effects of degradable microplastics on co-existing pollutants, the adsorption and desorption behaviors of heavy metals (Cu2+, Zn2+) by degradable microplastics was explored, and conventional microplastics PP were selected for control experiments. During the UV ageing process, microplastics (MPs) showed surface cracks, pits, increased specific surface area, increased of negative charge, increased strength of oxygen-containing functional groups and enhanced hydrophilicity. Compared with PP, the physical and chemical properties of PLA were significantly changed during UV ageing. The adsorption capacity of MPs after ageing was much higher than that before ageing, and the maximum adsorption capacity of Cu2+by aged PLA was 5.56mg/g, which was about 2.5 times that of original PLA (2.27mg/g). The adsorption capacity of PLA to heavy metals before and after ageing was better than that of PP. In the desorption experiment, the desorption rate of MPs to heavy metals after ageing were both lower than before ageing. The desorption capacity and desorption rate of Cu2+and Zn2+by PLA were higher than that of PP. Compared with gastric fluid environment, MPs desorption of metal ions was easier in intestinal fluid environment before and after ageing. The results showed that PLA had a stronger carrier effect on heavy metals than PP. At the same time, the results of desorption experiments (simulating human stomach and intestinal environment) showed that PLA was more likely to release heavy metal pollutants into the human body, thereby posing a threat to human health.

degradable microplastics；heavy metals ion；UV ageing；adsorption；desorption

X703.5

A

1000-6923(2021)05-2141-10

范秀磊(1989-),男,江蘇徐州人,博士,講師,主要從事新興污染物水環境風險研究.發表論文12篇.

2020-08-06

國家自然科學基金資助項目(52000153);江蘇省高校自然科學基金面上資助項目(19KJB610026);徐州市重點研發計劃項目(KC20163)

* 責任作者, 講師, liujiaqiangsdjz@126.com