17α-乙炔基雌二醇在微塑料上的吸附和解吸行為

蔣 暉,劉 欣,孫姣霞*,胡 鶯,周金山,劉秀麗,闕思思

17α-乙炔基雌二醇在微塑料上的吸附和解吸行為

蔣 暉1,2,3,劉 欣1,2,3,孫姣霞1,2,3*,胡 鶯1,2,3,周金山1,2,3,劉秀麗1,2,3,闕思思1,2,3

(1.重慶交通大學河海學院,重慶 400074；2.重慶交通大學內河航道整治技術交通行業重點實驗室,重慶 400074；3.重慶交通大學環境水利工程重慶市工程實驗室,重慶 400074)

以內分泌干擾物17α-乙炔基雌二醇(EE2)作為目標污染物,系統研究了5種微塑料聚酰胺(PA)、聚乙烯(PE)、聚氨酯(TPU)、聚氯乙烯(PVC)和聚苯乙烯(PS)對EE2的吸附動力學、吸附等溫線及解吸作用.微塑料對EE2的吸附動力學和吸附等溫線的結果表明,5種微塑料對EE2的吸附能力為PA>TPU>PE>PVC>PS;5種微塑料中TPU和PA具有最大的吸附能力和吸附容量,主要歸因于氫鍵產生的化學吸附;而PE、PS、PVC主要是依靠范德華力的相互作用.因PA和TPU對EE2的吸附能力更強,兩者的解吸量均高于其他3種物質.采用解吸率來反映不同微塑料的解吸性能,發現EE2在PS中的解吸率最高,PA和TPU上解吸率相對較低.采用單因素重復測量方差分析統計學方法對EE2在5種微塑料上的解吸特性進行分析,EE2在PS與其他4種微塑料之間表現為顯著性差異,其余微塑料兩兩之間無顯著性差異;盡管腸胃液中解吸率高于去離子水,但兩者并無顯著性差異.

內分泌干擾物；17α-乙炔基雌二醇；微塑料；吸附；解吸

塑料由于眾多優點而被人們廣泛使用,但同時也對環境生態造成了破壞.據統計,全球對塑料的使用每年不少于4億t,其中能到達海洋的塑料垃圾約有800萬t,預計到2050年塑料的總產量將會達到330億t[1-2].塑料在物理作用、化學作用以及光降解等因素下會分解成微塑料,即塑料顆粒<5mm[3].微塑料由于粒徑小、比表面積大、疏水性強和遷移率高,可以從水環境中吸附和積累污染物,是疏水污染物的理想載體,如抗生素[4-5]、重金屬[6-7]、農藥[8-9]和雌激素[10]等污染物.由于微塑料是由塑料降解而來,因此微塑料中存在常見的塑料添加劑包括增塑劑,阻燃劑,抗氧化劑和紫外線穩定劑,其中有害物質在微塑料遷徙過程中的釋放會對環境造成嚴重的危害[11],已有研究表明微塑料作為污染物的載體將會對水生生物造成一系列的毒害作用,微塑料通過攝入、積累等途徑進入生物體,并在體內釋放有害物質,對生物體的生長、發育以及后代都會造成影響[12],還會隨著食物鏈進入人體,威脅人體健康.

如今,水環境中的內干擾分泌物質作為一種新興污染物,已經帶來了嚴重的環境和健康問題.17α-乙炔基雌二醇(EE2)是一種典型的內分泌干擾素,盡管在環境中的濃度還比較小,但是對環境的危害是十分嚴重的.EE2是一種后天人工合成激素,能夠充當一些醫療藥物中的活性成分,常常用于口服緩釋劑和激素療法的配方中,它可以治療一些前列腺癌、乳腺癌、骨質疏松等疾病,這些藥物在人體或動物體內消化分解后以糞便、尿液等形式排進環境中,一些農作物在使用畜禽糞便過程中也會導致EE2在植物的根莖葉中富集,經食物鏈到達人體中.有研究表明全球約有60%的20～44歲的女性會使用口服避孕藥,并且約有27%的避孕藥劑會被排出體內[13-15]. EE2在水環境中的濃度在0～34ng/L不等.有研究發現EE2與一系列人體退化作用有關系,比如生殖行為的改變以及男性次生特征的發展,還會改變人體激素水平[16].EE2具有較高的水-辛醇分配系數,在水中幾乎沒有溶解度且能夠吸附在溶液中的不溶性固體上,是疏水性有機化合物.已有大量的文獻證明內分泌干擾物質存在于水環境中,當其暴露于水生物時會誘發應激反應,但在水生環境中,對微塑料和污染物之間的相互作用的認識還比較少.為了更好地了解微塑料的存在對環境和生態產生的影響,研究微塑料對污染物的吸附和解吸能力是評估微塑料最直接的方法.

目前微塑料吸附污染物的有效性和吸附量可能與微塑料自身的結構、官能團和結晶度等物理化學特性有關,有研究也曾表示它們之間具有相關性[17-18];此外,生物攝入吸附污染物的微塑料可能與環境條件(溫度、濃度等)有關,且在生物體內不同消化系統中解吸能力也可能會有所不同.因此,進行了以下試驗:(1)EE2在5種不同微塑料上的吸附行為;(2)在模擬腸道和胃液條件下5種不同微塑料的解吸行為.

1 材料及方法

1.1 儀器與試劑

1.1.1 儀器 采用高效液相色譜儀(SHIMADZ, LC-2010C),全自動比表面積及孔隙度分析儀(Micromeritics,ASAP2460),掃描電鏡(SEM)(日本Hitachi公司,S-4800型),傅里葉變換紅外顯微鏡(PerkinElmer Spotlight 200),超純水儀(Diect-Q5UV, Millipore,Billerica,MA,USA),氣浴恒溫振蕩器,真空抽濾系統,烘箱.

1.1.2 試劑 17α-乙炔基雌二醇(C20H24O2)的標準品來自中國北京強生科技有限公司.熱塑性聚氨酯(TPU)、聚酰胺(PA)、聚氯乙烯(PVC)、聚乙烯(PE)和聚苯乙烯(PS)粉末是從興旺塑膠有限公司(中國石化,80目)購買,其物理化學性質、粒徑詳見表1.胃蛋白酶Pepsin A(CAS:9001-75-6,1:10000)和hyclone (1:10000)是從廣州賽果生物科技有限公司(中國廣州)獲得的.高效液相色譜級甲醇(MeOH)和乙腈購自Fisher(Fisher Scientific Ltd.,Waltham,MA, USA).超純水(電阻=18.2?)由Milli-Q裝置(Diect-Q5UV,Millipore,Billerica,MA,USA)生產.在MeOH中制備單個EE2的儲備溶液(0.5g/L),并在?20℃的黑暗條件下保存.使用前用甲醇作溶劑來稀釋儲備液,得到不同濃度下測定的標準曲線.試驗中所有的微塑料在稱重前都經過真空干燥.

表1 所選微塑料的理化性質

1.2 試驗方法

1.2.1 吸附等溫試驗 所有試驗均設置了2組平行樣.稱取0.1g的PVC、PE、PS、PA、TPU與不同濃度梯度(0.5,1,2,4,6,8,10,12,14mg/L)的EE2溶液混合倒入玻璃錐形瓶中.黑暗條件下,樣品在200r/min,30℃空氣浴恒溫振蕩器上密封和搖動24h以達到平衡,為了防止測量時微塑料堵塞色譜柱,所有樣品測量前均通過0.22μm的濾膜過濾以去除微塑料.

1.2.2 吸附動力學試驗 針對微塑料不同的物理化學性質對EE2吸附的相互作用的不同,進行了2個條件的吸附動力學試驗,稱取0.1g的PVC、PE、PS、PA、TPU于錐形瓶中,并配制4mg/L EE2溶液,在PVC、PE、PS中加入100mL EE2溶液,PA、TPU中加入250mL EE2溶液.樣品在與上述條件相同的空氣浴恒溫振蕩器上密封和搖動,并在時間間隔為0,5,10,20,30min,1,2,3,4,6,12,18,24,36,48和72h取出待測樣品.

1.2.3 解吸試驗 為了表征污染物EE2在微塑料中的吸附和釋放,使反應后溶液中目標污染物的濃度滿足檢出限,減少試驗誤差,解吸前吸附試驗中微塑料的用量以及目標污染物的體積都在吸附動力學試驗用量基礎上增加2.5倍.在吸附達到飽和后,在3種條件下立即進行解吸試驗:1)去離子條件(pH=7,30℃);2)模擬消化條件(pH=1.5,24℃);3)模擬腸道條件(pH=8,24℃).然后,黑暗條件下在空氣浴恒溫振蕩器上以200r/min及對應的溫度搖動樣品.考慮到魚類腸道滯留時間,將小瓶搖動至360h:食肉魚類10～158h,食草魚類310h[19].微塑料的腸道保留時間通常在幾分鐘到幾天之間.

模擬腸液:將Hyclone加入去離子水中,最終濃度為1g/L[20].通過滴加0.1mol/LNaOH和HCl,將pH值調整為8.

模擬消化液:將胃蛋白酶A加入去離子水中,最終濃度為2g/L.國際上魚類體溫研究中表明動物消化樣品的最佳溫度為24℃[12,21].然后,基于官方分析化學家協會標準化的方法和胃蛋白酶活動的最優pH值[12],通過滴加1mol/L HCl,并在必要時加入NaOH,并使用臺式pH計確認pH值為1.5.

1.2.4 分析方法 采用配有紫外線檢測器的高效液相色譜法(SHIMADZ,LC-2010C),用C18柱進行分離,對選定內分泌干擾素進行檢測和定量.取樣體積為0.5mL.測量條件為:流動相甲醇/水45/55(/),流速為0.7mL/min,進樣量為10μL,烘箱溫度35℃,檢測器波長205nm.EE2的保留時間約為13.2min[22].用掃描電鏡(SEM)分析了聚合物的微觀形貌特征.

在恒溫恒壓下,在微塑料表面利用表面及孔隙度分析儀(BET)進行氮氣吸附,得到相應的吸附等溫線;并將吸附達平衡的微塑料利用真空抽濾進行回收,在培養皿中進行真空干燥后,再與標準品KBr粉末以1:50混合研磨制片,利用傅里葉變換紅外顯微鏡(檢測器DLaTGS KBr)得到吸附前后微塑料的FTIR圖;通過分析微塑料的表面形貌和傅里葉變換紅外光譜特征,評估微塑料理化性質對吸附解吸的影響.

1.3 吸附模型

對于雌二醇在微塑料上不同時間的吸附量用方程式(1)和(2)進行計算:

其中:Q為時間(h)時吸附EE2的量,mg/kg;e是在平衡條件下吸附EE2的量,mg/kg0和e分別是初始和平衡時濃度,mg/L;C是EE2在時刻液相濃度,mg/L;是溶液體積,mL;是瓶中微塑料的質量,g.

吸附動力學模型采用偽一階模型、偽二階模型和Elovich模型對5種微塑料上EE2的吸附過程進行擬合,模型表達式如下所示:

式中:1和2分別為偽一階平衡速率常數(min?1)和偽二階平衡速率常數g/(mg·min);Q和e分別為在時刻吸附EE2的量和在吸附平衡時的吸附量,mg/g;為吸附初始速度相關常數;為吸附劑表面覆蓋和化學吸附活化能參數的常數;為吸附時間,min.

吸附等溫線模型采用線性模型、Freundlich模型和Langmuir模型對吸附等溫數據進行擬合;擬合方程如下所示:

式中:e是吸附EE2平衡時的吸附量,mg/g;e為平衡時液相中的EE2的濃度,mg/L;d是污染物在固相與液相中的線性分配系數,L/g;f是表示Freundlich吸附分配系數,(L/g)1/n;為無量綱,可以表征吸附等溫線的非線性程度;max表示飽和吸附量,mg/g;L是Langmuir模型吸附常數與塑料顆粒和雌激素之間親和力成正比,L/mg.

2 結果與討論

2.1 微塑料的表征及特性

微塑料對有機污染物的吸附機制與微塑料自身的理化性質息息相關.由表1可知,5種微塑料的比表面積為0.3854～1.6957m2/g,總孔容為0.000546～0.005214cm3/g,平均孔徑為5.0292～ 20.5517nm,其整體差異不大,整體呈現比表面積小和少孔的特性.從圖1可知,微塑料顆粒形態各異.PE顆粒的表面相對光滑,但是出現許多小的褶皺;PS顆粒表面形成網狀結構伴有不規則的凸起;TPU和PA表面粗糙,大量的皺紋和層狀結構可以在吸附作用中提供更多的吸附位點;而PVC的表面光滑,有球狀的突起.此外,微塑料的理化性質(如極性、結晶度以及分子鏈狀結構)會對吸附行為產生影響.PE沒有特殊官能團,因此吸附作用只依靠范德華力,表現出單層吸附行為;PS和PVC的分子結構存在苯環或氯原子,可能會使PS和PVC更具極性;PA中存在特定官能團(酰胺基),TPU微塑料分子中含有氨基甲酸酯基團,而酰胺基與氨基甲酸酯基都可以與EE2中的質子受體基團形成氫鍵.微塑料的結晶度代表了微塑料分子是有序還是無序,試驗中微塑料的結晶度PE>PA≈PS>TPU>PVC[23-25];被吸附污染物EE2屬于極性化合物,微塑料TPU屬于強極性,PA、PVC屬于極性,極性基團的存在會增加微塑料的可達性,PE、PS屬于非極性物質,吸附力大多為疏水作用力和范德華力,根據化合物的極性越相似相互之間的吸附性能就越強的理論,猜測在極性-極性作用下對極性微塑料具有強吸附能力[23],但只有PA與TPU對EE2明顯具有更高的吸附能力,而PVC表現出的吸附能力卻很低,這就說明極性作用只是其中一部分的原因.在試驗環境溫度下,5種塑料可分為兩類:橡膠塑料(PA、TPU和PE)和玻璃塑料(PVC、PS),橡膠態的微塑料具柔性結構,分子間有自由體積,其吸附作用主要是通過溶解發生的,玻璃聚合物具有剛性機構以及致密結構,溶解機制和孔隙填充機制均可發生[26-27],橡膠態的吸附能力一般高于玻璃聚合物.

圖1 5種微塑料掃描電鏡圖

2.2 吸附動力學

在避光振蕩72h后,5種微塑料對濃度為4mg/L的EE2的吸附量隨著時間變化的吸附動力學如圖2所示,PS、PE、PVC在微塑料與EE2混合振蕩的吸附過程主要分為3個階段:3種微塑料會在吸附開始的前10min內迅速吸附,累計吸附容量占最高吸附量的121%～123%,在之后的24h內,是吸附緩慢階段中伴隨著脫附過程,吸附效率逐漸減小,在上下波動中24h內達到吸附飽和;在72h之后,基本達到吸附動態平衡.PA和TPU兩種微塑料加入后,在前2h迅速吸附,吸附容量占最高吸附量的96%和93%;在之后24h內達到最高吸附(3.19±0.03)和(6.84±0.13) mg/g;之后達到吸附平衡.結合表中擬合數據可以得出,5種微塑料對EE2的吸附速率依次為TPU> PA>PE>PVC>PS.其中PE、PVC、PS三者的吸附速率相差不大.采用偽一階模型、偽二階模型和Elovich模型對5種微塑料上EE2的吸附過程進行擬合,擬合參數如表2所示,其中微塑料PS、PE、PVC的擬合效果較差.根據擬合參數可以看出TPU和PA分別通過偽二階模型和Elovich模型擬合效果最好,2的值分別為0.99419和0.97919.

PS、PE、PVC擬合效果差可能與微塑料自身的物理特性有關,已有研究表明,PS、PE微塑料表面無孔隙,且PVC上表面孔隙極少,因此就缺少了EE2進入微塑料的通道[23],內部擴散的缺少造成了吸附容量的減少,EE2在微塑料上初期吸附速度取決于EE2通過粒子邊界層的擴散作用,但在后期的內部擴散由于表面孔隙的約束,造成吸附速率的降低;分子間較弱作用力(范德華力、靜電力)由于外界環境的影響,會造成微塑料的脫附和可逆吸附[28];因此,結果中微塑料在快速吸附后會上下波動,直至吸附平衡.

圖2 5種微塑料吸附EE2動力學

表2 EE2在5種微塑料上的吸附動力學模型參數

相比之下, TPU和PA的偽一階方程曲線均符合吸附初期的數據,略低于吸附中間以及最后階段的數據點,偽二階方程曲線具有相似的趨勢,但更加貼近數據點,TPU和PA在偽二階模型和Elovich模型擬合效果更好,偽二階模型是在假定吸附速率受化學機理影響條件下,吸附量與吸附劑活性位點的量成正比關系[29].TPU在偽二階模型下相關性好,說明其吸附過程符合準二級動力學模型,即在吸附EE2過程中化學吸附起主要作用.Elovich模型應用于非均相表面的化學吸附,這表明PA表面吸附能是非均勻分布的,且吸附過程是微塑料表面以功能活性位點為主導,包括外部液膜擴散、顆粒內擴散以及表面吸附和分配作用等混合機制的復雜過程[30-31],同時也能說明PA吸附過程以化學吸附為主;還可以解釋PA和TPU吸附EE2由快速吸附到緩慢吸附最后趨于平衡的現象.結果表明,化學吸附在TPU和PA對EE2的吸附過程中起主要作用,可能與微塑料自身具有的官能團(即PA—酰胺基有關,TPU—氨基甲酸酯基團)與EE2分子形成氫鍵有關.

2.3 吸附等溫線

吸附等溫線是評價吸附質與吸附劑吸附容量關系的重要指標,可以進一步明確吸附機制的發生,微塑料吸附EE2的吸附等溫數據用線性模型、Freundlich模型和Langmuir模型進行擬合,擬合結果如下圖3所示,5種微塑料的吸附量隨著EE2濃度的增加呈遞增趨勢,但吸附速率呈遞減趨勢,max按以下順序排序:PA>TPU>PE>PVC>PS,通過表3中擬合參數2值可以表明,PVC、PA和TPU更適合在Freundlich模型和Langmuir模型中的擬合;而PS、PE相對于其他2種模型,更適合于線性模型.

圖3 5種微塑料吸附EE2等溫線

線性模型適用于在極稀溶液中或吸附量小、吸附劑表面覆蓋率低的情況下,表明固液相之間的吸附是一個分配函數.結果表明PE在EE2中的吸附機理為水溶液中的疏水作用,在吸附過程中分配作用明顯,分配機理主要是疏水作用和靜電作用.PE和PS的分配系數值d分別為0.35071和0.2699,PE對雌激素表現出一定的親和力,然而EE2是一種高疏水性化合物,疏水性微塑料對疏水性污染物表現出高親和力[32];然而PE結構簡單,沒有特殊官能團,因此在吸附過程中只存在范德華力的作用,對EE2的吸附表現出單層吸附作用[33].但PE是一種典型的半結晶聚合物,屬于橡膠態塑料,相對于玻璃態塑料具有更高的遷移率和自由體積,因此PE相對于PS、PVC表現出高親和力,而PE相對于PA和TPU并沒有表現出高的吸附能力,這可能與其特定官能團有關.

Freundlich模型是用來解釋固體表面的吸附位點及相關能量的一個經驗模型[34],可用于模擬單層吸附(化學吸附)和多層吸附(范德華力吸附)[35],5種微塑料的值均大于1,這就表明微塑料吸附EE2時其高能位點首先被占據,然后是低能位點[36],高f值說明吸附能力越高,因此PA和TPU相對于其他微塑料具有更高的吸附能力,而PS的f值相對較低的原因可能是在高濃度情況下疏水性的增加會導致微塑料內發生分子聚集,導致膠體和沉淀物的形成[37],降低了微塑料的比表面積和吸附量.Langmuir模型擬合條件是吸附劑的表面是絕對均勻的,是屬于在吸附劑上呈線性且每個吸附位點只有一個分子的單層吸附.微塑料的極性會影響極性污染物的吸附[38];極性PA對EE2的吸附能力更高,但極性PVC的吸附能力卻很低,這就表明微塑料的極性不是導致吸附能力差異的唯一影響因素;PA具有酰胺基以及TPU具有的氨基甲酸酯基團,均有可能通過與EE2分子形成氫鍵發生吸附行為[37],單層覆蓋是EE2在PA和TPU吸附過程中的主要機制[33].而PS可以在芳香族表面發生π–π作用及范德華作用,其與EE2的吸附主要為異質表面上的多層吸附.

圖4 吸附前后5種微塑料紅外光譜圖

從圖4可以得出:PA在吸附前后酰胺基(-CO- NH-)的C=O伸縮振動頻率由1640.25cm-1向1639.75cm-1低波數方向位移,而且出現多個微小的譜帶;同時,在吸附后的N-H變形振動波位處增加了多個譜帶.可以得出,PA與EE2的吸附存在氫鍵作用.對于TPU譜,3400cm-1處的特征峰是氨基甲酸酯中的-NH伸縮振動峰及形成的氫鍵(N-H)吸收峰,可以和EE2中的-OH形成分子間氫鍵.PS吸附前后,在1639cm-1處存在C=C雙鍵的伸縮振動,表明PS苯環上的共軛分子與EE2中的苯環可以產生π–π共軛作用.PE和PVC在吸附前后的傅里葉變換紅外光譜圖未發生明顯變化,說明其吸附機制主要為物理吸附.

表3 EE2在5種微塑料上吸附等溫模型參數

2.4 模擬腸胃條件下的解吸試驗

圖5 EE2在5種微塑料上的解吸

從上述動力學試驗可以看出,5種微塑料對EE2的吸附存在可逆吸附.在吸附試驗后,TPU、PA、PVC、PE、PS在EE2上的最終吸附濃度分別為3.82,3.07,0.93,1.04,0.87mg/g.分別在去離子水、模擬腸液和胃液的條件下進行EE2的解吸試驗,解吸過程如圖5所示.其解吸規律可分為2種情況.PE、PS、PVC 3種微塑料上的解吸量隨時間的的增加呈現遞增趨勢,最終的解吸量分別占吸附量的4.20%～ 12.33%、12.94%～17.20%、5.37%～10.72%,由此可見解吸波動幅度較大.TPU和PA在前2.5h內快速解吸,之后隨著時間解吸速率開始下降,從5h開始波動變小,逐漸趨于平衡,溶液中最終解吸量占吸附量的比值分別是1.14%～1.45%和1.71%～2.06%,可以看出,波動幅度比之前3種微塑料幅度更小.不同微塑料中EE2的解吸率采用了單因素重復檢驗方差法進行了分析比較,結果如圖6所示,在<0.05的置信水平下,EE2在PS與其它4種微塑料(TPU、PA、PE和PVC)之間的解吸率表現為顯著性差異,其余兩兩微塑料之間均無顯著性差異.EE2在去離子水、腸液、胃液中的平均解吸量為:腸液>胃液>去離子水,三者之間無顯著性差異.

污染物在微塑料中的解吸與吸附行為互為逆反應,吸附與解吸的平衡決定了污染物在微塑料表面的吸附量多少.在解吸試驗中的吸附過程顯示,TPU和PA的吸附量數值在同一數量級,并且是5種微塑料中吸附量最大的,在相同的環境介質中,吸附能力越強的微塑料越不容易發生解吸行為[39]. PA和TPU對EE2是受化學和物理吸附過程影響的異質表面上的單層吸附,化學吸附是不可逆的,從吸附試驗可以知道兩者吸附率的大小為:TPU>PA,而解吸率為:PA>TPU,說明TPU在EE2中的吸附力強于PA,且主要的吸附機理為化學吸附.PS、PE、PVC 三者的吸附率大小順序為:PE>PVC>PS,解吸率的大小為:PS>PE>PVC,這可能是因為玻璃態塑料在吸附過程分配作用和孔隙填充均存在[26],孔隙填充會導致解吸滯后的現象,因此橡膠態塑料解吸率會比玻璃態塑料高;然而PS的吸附位點在表面以及聚集作用使得PS更容易發生解吸作用;之前描述EE2的吸附是先占據高能位點,再占據低能位點,因此在發生解吸過程中可能是低能位點上的EE2率先從微塑料中釋放出來,因此PS的解吸比PE和PVC的解吸量大.

圖6 解吸顯著性分析

圖中字母標記差異顯著性,a表示最大平均數,b表示與a差異顯著

3種模擬條件下的解吸率為:腸液>胃液>去離子水,Sun等[40-42]在研究中認為π–π相互作用是EE2吸附的主要機理,在胃蛋白酶等蛋白質的作用下會降低π–π作用的強度,因為蛋白質的芳香烴會與EE2競爭吸附位點,這樣的競爭會降低微塑料對EE2的吸附作用,再加上EE2本身π–π作用較弱,因此,在胃液中的解吸率是很高的;有關EE2吸附在海洋沉積物中并在模擬胃腸液中解吸行為的研究,結果證明大多數的解吸都是發生在胃液中,而腸液中存在膽汁鹽也會有增強溶解與沉積物結合的化學物質[43]; Bakir等[26]在模擬腸道條件下對微塑料吸附的持久性有機污染物進行了解吸試驗,結果證明,在存在表面活性劑的腸道環境中以及溫度、pH的影響下,微塑料中污染物的解吸速率能提高31倍以上.此外,由于胃蛋白酶和腸蛋白酶成分在水溶液形成膠束,膠束的形成增加了吸附的疏水性化合物的溶解度,從而促進了它們從塑料中遷移.因此腸胃液對EE2在微塑料中的解吸效果明顯高于去離子水.Fei等[43]選定內分泌干擾物質EE2和BPA在模擬腸胃液中進吸附和解吸試驗時發現EE2在去離子水和胃液中解吸存在遲滯現象,而在模擬腸道中EE2可以完全的吸附與解吸,解吸試驗結果:腸液(進食)>腸液(禁食)>胃液>鹽水,與本次試驗結果一致.該試驗已經證實微塑料對EE2具有吸附和運輸作用的,在腸胃液中的解吸試驗表明,微塑料的一系列解吸、增溶行為將會增加其在水生系統中的生物利用度和健康風險.

綜上表明:在水生態系統中存在微塑料吸附污染物然后通過水生動物的誤食從而進入人體的風險,盡管進入體內的微塑料大多數會排出體外,但是依舊會有少數微塑料殘留并在人體的腸胃消化系統中污染物發生解吸,并造成有害物質在體內的積累,對人體健康造成風險.因此,未來的研究應該致力于全方面了解微塑料的吸附和解吸機理,以及微塑料的來源與去向,以便更加準確的評估微塑料帶來的環境效應,制定相應的防治措施.

3 結論

3.1 5種微塑料都對EE2有一定的吸附能力,偽二階動力學模型和Elovich模型能夠更好地擬合吸附動力學的數據;吸附等溫線用Freundlich模型和Langmuir模型可以較好地擬合.TPU和PA具有最大的吸附能力和吸附容量.

3.2 微塑料對EE2的吸附機理研究表明,吸附能力較強的PA和TPU存在氫鍵作用下的化學吸附,而PE、PS、PVC主要依靠范德華力相互作用的物理吸附.

3.3 微塑料的解吸在腸液中發生得更多,解吸率呈:腸液>胃液>去離子水的結果.EE2在微塑料中的吸附量大于解吸量.

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Adsorption and desorption behavior of 17α-ethinyl estradiol on microplastics.

JIANG Hui1,2,3, LIU Xin1,2,3, SUN Jiao-xia1,2,3*, HU Ying1,2,3, ZHOU Jin-shan1,2,3, LIU Xiu-li1,2,3,QUE Si-si1,2,3

(1.Hehai College of Chongqing Jiaotong University, Chongqing 400074, China；2.Chongqing Jiaotong University Inland Waterway Regulation Technology Transportation Industry Key Laboratory, Chongqing 400074, China；3.Chongqing Jiaotong University Environmental Water Conservancy Engineering Laboratory, Chongqing 400074, China)., 2021,41(5)：2258～2267

The endocrine disruptor 17α-Ethinylestradiol (EE2) was used as the target pollutant to study the adsorption kinetics, adsorption isotherm and desorption of five kinds of microplastics: polyamide (PA), polyethylene (PE), polyurethane (TPU), polyvinyl chloride (PVC) and polystyrene (PS). The results of adsorption kinetics and adsorption isotherm showed that the adsorption capacity of five kinds of microplastics for EE2 was in the order of PA > TPU > PE > PVC > PS. TPU and PA had the largest adsorption capacity, which was mainly due to the chemical adsorption of hydrogen bonds; while PE, PS and PVC mainly depended on the interaction of van der Waals force. Because PA and TPU had stronger adsorption capacities for EE2, their desorption capacity was also higher than the other three substances. When the desorption rate was used to reflect the desorption performance of different microplastics, it was found that the desorption rate of EE2 in PS was the highest, while that in PA and TPU were relatively low. Single factor repeated measurement ANOVA was used to analyze the analytical characteristics of EE2 on five kinds of microplastics. There was significant difference between PS and the other four kinds of microplastics, but no significant difference was found in pairwise comparison among these four kinds of microplastics. Although the desorbing rate in gastrointestinal juice was higher than that of deionized water, there was no statistical significance between them.

endocrine disruptor；17α-ethinyl estradiol；microplastics；adsorption；desorption

X131

A

1000-6923(2021)05-2258-10

蔣 暉(1986-),女,湖南邵陽人.講師,博士,主要從事資源與水環境研究.發表論文10余篇.

2020-10-16

重慶市基礎研究與前沿探索項目(cstc2018jcyjAX0322)

* 責任作者, 副教授, sjx@cqu.edu.cn