老化微塑料吸附重金属镉及其毒性效应

王沛恒; 王树楠; 王贝贝; 赵世博; 刘世亮; 赵颖; 滕应

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2022061101

老化微塑料吸附重金属镉及其毒性效应

1.
河南农业大学资源与环境学院，郑州，450002
2.
中国科学院南京土壤研究所，土壤环境与污染修复重点实验室，南京，210008

通讯作者: E-mail：bbwang@henau.edu.cn;

基金项目:
河南省自然科学基金（222300420191），国家自然科学基金（42207023）和河南农业大学拔尖人才项目资助.

Impact of ageing microplastics on heavy metal cadmium adsorption and its combined toxicity effect

1.
College of Resources and Environment, Henan Agricultural University, Zhengzhou, 450002, China
2.
Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing, 210008, China

Corresponding author: WANG Beibei, bbwang@henau.edu.cn ;

Fund Project: Natural Science Foundation of Henan (222300420191), National Natural Science Foundation of China (42207023) and Top Talent Project in Henan Agricultural University

摘要: 微塑料广泛存在于各种环境介质中，且能够作为载体影响其他污染物环境行为. 本文主要探究了不同老化程度的微塑料PE和 PP对重金属镉（Cd）的吸附特性及生物毒性. 结果表明，微塑料颗粒随老化程度的增加其对Cd的吸附能力逐渐增强. 通过模型拟合发现，初始微塑料和老化微塑料对重金属Cd的吸附动力学符合准二级模型，热力学符合Freundlich吸附模型. 实验结果表明，微塑料吸附Cd的量与环境pH值及微塑料浓度密切相关. 随pH值升高，由于微塑料表面的去质子化作用Cd的吸附量逐渐增加. 然而，随着微塑料浓度升高，微塑料颗粒表面吸附位点的竞争作用则导致Cd吸附量的降低. 微塑料吸附Cd后其复合污染的生物毒性有所增加，二者的复合生物毒性与微塑料老化程度、Cd吸附量正相关，存在明显的协同效应. 本研究为充分认识微塑料及老化微塑料在环境中的行为作用提供理论依据，为准确评估微塑料与其他污染物复合污染的生态风险提供参考.
- 微塑料 /
- 镉 /
- 环境行为 /
- 生物毒性.
Abstract: Microplastics widely exist in various environment, which can be served as a carrier to affect the environmental behavior of other pollutants. In the present study, the cadmium adsorption characteristics on different aged microplastics PE and PP were explored, and the combined biological toxicity were also investigated using Photobacterium phosphoreum T3. The adsorption capacity of Cd increased with the aging degree of microplastics increases. And the sorption kinetics was in accord with the pseudo second-order rate equation the thermodynamics was in accord with the Freundlich sorption model. In addition, the results showed that the adsorption of Cd by microplastics was strongly associated with the environmental pH and concentration of microplastics. The adsorption of Cd is positively associated with pH value, which should be attribute to the deprotonation on the surface of microplastics. On the contrary, the adsorption amount of Cd decreased with the concentration of microplastics increases, due to the competition of adsorption sites on the surface of microplastics. The toxicity of microplastics adsorbed by Cd was also determined using Photobacterium phosphoreum T3. The result showed that the biological toxicity of microplastics combined with Cd is positively associated with the ageing degree and the amount of Cd adsorbed, which indicated that there was a synergy between microplastics and cadmium. The present study provides a scientific reference for accurately assessing the ecological risk of microplastics combined with other pollutants.
- microplastics /
- cadmium /
- environmental behavior /
- biotoxicity.

世界卫生组织(world health organization, WHO)称，癌症是全球第二大死亡原因。2020年全球有1 930×10⁴新癌症病例、1 000×10⁴癌症死亡，预计到2032年，每年新增癌症病例将上升到2 200×10⁴，这意味着抗癌类抗生素的消费量将急剧增加^[1]。但抗生素使用后不会被生物体完全吸收，其以原药或代谢物的形式通过粪便或者尿液排出体外^[2]，导致环境中存在大量残留抗生素及其衍生物，并迁移至地表水、地下水并进入饮用水处理及输送系统中^[3-4]。在市政污水、污水处理厂、地表水和地下水中，经常可以检测到μg·L⁻¹级的环丙沙星、磺胺类药物、罗红霉素、脱水红霉素等药物^[5-7]。抗生素类药物一般都是非特异性的、缺乏选择性，一方面在任何真核生物体中都会引起细胞毒性、基因毒性、诱变、致畸和内分泌干扰作^[8-13]，改变水环境中的微生物群落，并且导致耐药基因的产生^[14-16]；另一方面抗生素通过食物链在人体内富集，对人体的肠道疾病产生过敏影响，甚至有些还会产生“三致效应”^[17]，长期富集抗生素会损害人体的免疫系统，甚至严重的影响各项生理功能^[18]。

蒽环类抗生素是一种新型污染物，其代表物柔红霉素、多柔比星、表柔比星等在水环境中的半衰期时间较长，属于难以降解的有机物。目前利用生物降解^[19]、吸附^[20-21]、光催化氧化^[22]、电化学氧化^[23-24]等高级氧化技术对该类抗生素进行氧化降解的相关研究较多。FRANQUET等^[19]利用序批式反应器(sequencing batch reactor, SBR)对废水中的柔红霉素、多柔比星进行降解实验发现，柔红霉素的降解速率要比多柔比星快很多，反应15 min内，柔红霉素被降解致检测下限，多柔比星仅降解了60%。但生物降解技术在利用微生物处理高浓度抗生素废水的过程时，会对微生物产生毒性作用并且诱导一些致病菌产生耐药性的风险。GHODRATI等^[20]使用氧化石墨烯、活性炭和多壁碳纳米管作为吸附材料对柔红霉素进行吸附动力学的比较研究，发现石墨烯具有较短的吸附平衡时间及较高的吸附率，其吸附平衡时间为30 min，能够吸附88%的柔红霉素，而活性炭和多壁碳纳米管材料的吸附平衡时间长达300 min和1 400 min，吸附率仅达到51%和68%。但吸附过程只是将污染物富集，并没有实质性的将污染物进行降解矿化，因此，会存在二次污染的风险。DUMITRU等^[22]通过热解草酸铋铁配合物制得BiFeO₃，探究其在光催化与单纯的紫外照射对多柔比星的降解差异。结果表明，BiFeO₃的光催化在150 min后可去除79%的多柔比星，而单纯紫外照射仅可去除33%。但由于光催化技术对于透光度要求较高，如果水体中的悬浮物较多、色度较高就会影响光催化效果，进而会影响处理效果。

二氧化氯(ClO₂)是一种环境友好型的强氧化剂和消毒剂，在水处理工艺中作为氯消毒的替代产品可以有效降解水中有机污染物，去除还原态铁、锰及硫化物等无机污染物，同时不会产生具有三致作用的有机卤代物^[25]；也可在防疫灭疫、水产畜牧养殖和造纸制浆漂泊等领域中广泛应用。ClO₂通过单电子转移的形式与有机物发生氧化还原反应，能够有效降解吡唑酮^[26]、氟喹诺酮^[27]、磺胺类^[28]等药物，因此具有降解抗生素的潜在能力。侯智昊等^[29]利用ClO₂降解磺胺甲基噁唑和磺胺脒，初始浓度为0.5~2.5 μmol·L⁻¹的磺胺甲基噁唑与初始浓度大于20 μmol·L⁻¹的ClO₂反应30 s后，去除率可达到83%以上；而磺胺脒在ClO₂初始浓度大于50 μmol·L⁻¹时，反应120 s去除率达到95%；并且酸性条件下会抑制ClO₂对磺胺类抗生素的降解，而在碱性条件下反应120 s后几乎都能够完全被降解。

为了充分利用优良消毒剂ClO₂的氧化效果，减轻抗生素对环境污染，本研究通过考察ClO₂对盐酸多柔比星(DOX)的去除效果、影响因素、反应动力学以及降解机理，可供同类有机污染物的反应参考，也可为进一步确定工程应用参数提供科学依据。对控制环境中的新型抗生素的污染、生物毒性等潜在的环境威胁具有重要的理论意义和应用价值。

1. 材料和方法

1.1 ClO₂的制备和DOX来源

采用GB26366-2021《二氧化氯消毒剂卫生要求》A1.4.2的方法制备高纯二氧化氯。二氧化氯母液质量浓度为500 mg·L⁻¹，使用前进行标定。DOX购买于上海阿拉丁生化科技有限公司，色谱纯，纯度为98%。制备DOX标准溶液时，称取0.05 g DOX，用少量超纯水溶解后转至50 mL的容量瓶中，将制得质量浓度为1.0 g·L⁻¹的标准溶液放在4 ℃的冰箱中避光存储。

1.2 ClO₂对DOX降解效果及影响因素实验

1) ClO₂初始浓度对降解效果的影响实验。反应容器采用体积为100 mL的聚四氟乙烯玻璃瓶，用锡纸包裹住避光。量取60 mL质量浓度5 mg·L⁻¹的DOX于聚四氟乙烯玻璃瓶中，调节pH为7.5±0.1，放在恒温水浴磁力搅拌器中，设定温度为(25±1) ℃。加入质量浓度为0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 mg·L⁻¹的ClO₂对DOX进行降解。开启磁力搅拌器，控制转速为200 r·min⁻¹，用移液枪分别在0、5、10、20、30 min吸取5 mL的反应溶液于已经盛有20 μL的0.05 mol·L⁻¹的硫代硫酸钠溶液的棕色小瓶中终止反应。

2)温度对降解效果的影响实验。ClO₂质量浓度为0.6 mg·L⁻¹，溶液pH控制在7.5±0.1。对于实验过程中低温条件，利用恒温磁力搅拌器进行加热控制；对于高温条件，利用冰块水浴降温。

3) pH对降解效果的影响实验。实验过程基本与上述方法基本相同，ClO₂质量浓度为0.6 mg·L⁻¹，用HCl和NaOH对DOX溶液进行调节所需pH条件，同时控制溶液温度为(25±1) ℃。

4)抗生素浓度对降解效果的影响实验。ClO₂质量浓度为0.6 mg·L⁻¹，量取60 mL质量浓度为2、5、10、15、20 mg·L⁻¹的DOX于聚四氟乙烯玻璃瓶中，控制pH为7.5±0.1、温度为(25±1) ℃，放在恒温水浴磁力搅拌器中，使用移液枪分别在0、5、10、20、30 min吸取5 mL的反应溶液，用硫代硫酸钠进行淬灭。

1.3 ClO₂降解DOX反应动力学实验

1) ClO₂降解DOX反应速率常数及反应级数实验。取60 mL质量浓度为5 mg·L⁻¹的DOX浓度于100 mL聚四氟乙烯玻璃瓶中，再加入高浓度的ClO₂溶液，使其混合后溶液中ClO₂质量浓度大于50 mg·L⁻¹，即超过DOX初始浓度的10倍以上，在水浴中保持反应温度为(25±1) ℃，开启磁力搅拌器，控制转速为200 r·min⁻¹。使用移液枪分别在0、20、40、60、120 s时吸取5 mL反应DOX后的溶液，用硫代硫酸钠进行淬灭。

2) pH对DOX的反应速率常数影响实验。DOX质量浓度为5 mg·L⁻¹，ClO₂质量浓度为6.5 mg·L⁻¹，控制反应温度为(25±1) ℃，溶液pH分别为5.2、7.5、8.2、9.0。

3)温度对DOX的反应速率常数影响实验。DOX初始质量浓度为5 mg·L⁻¹，ClO₂质量浓度为6.5 mg·L⁻¹条件下，溶液pH为7.5±0.1，控制反应温度为7、14、20、30 ℃。

本文中各参数采用孤立变量法确定，使ClO₂浓度大于DOX的10倍以上，可视为ClO₂在反应的整个过程中浓度几乎不变，因此ClO₂降解DOX的反应动力学方程根据式(1)和式(2)计算。

$\nu=\frac{\mathrm{d}c_{\text{DOX}}}{\mathrm{d}t_{ }}=-k_{\text{obs}}[\text{DOX}]^{n2}$

$(1)$

${k_{{\text{obs}}}} = {k_{{\text{app}}}}[{\text{Cl}}{{\text{O}}_{\text{2}}}]$

$(2)$

式中： $\dfrac{\mathrm{d}c_{\text{DOX}}}{\mathrm{d}t_{ }}$ 为DOX浓度随时间的变化速率； ${k_{{\text{obs}}}}$ 为准一级反应速率常数； ${k_{{\text{app}}}}$ 为表观二级反应速率常数；[ClO₂]和[DOX]分别为ClO₂和DOX的浓度。

1.4 DOX分析方法

本研究利用高效液相色谱(HPLC，LC-10AT)对DOX的标准样品和降解后样品的残留含量进行检测，根据峰面积的进行定量分析，所用色谱柱型号为ZORBAX SB-C18。每次做3组平行实验，取平均值。

检测DOX的色谱条件如下。流动相为甲醇∶ 0.01 mol·L⁻¹磷酸二氢铵(NH₄H₂PO₃)∶乙酸=30∶20∶0.1。色谱条件：检测波长为254 nm，进样量为20 μL，柱温为25 ℃，流速为1.0 mL·min⁻¹，DOX的保留时间为4.5 min。

1.5 降解产物的分析方法

DOX降解产物采用高效液相色谱-质谱联用仪，仪器型号为赛默飞世尔公司静电场轨道阱质谱联用仪(HPLC—MS)，色谱柱为Themo Scientific TM Hypersil GOLD C18 Column(50×2.1 mm，1.9 μm)。DOX采用梯度洗脱，流动相A为水，B为乙腈，0~1 min 5% B，1~8 min 5%~70% B，8~9 min 70%~100% B，9~14 min 100% B，14~14.1 min 100%~50% B，14.1~17 min 5% B，流速为0.3 mL·min⁻¹，进样量10 μL，柱温为30 ℃。质谱方法为ESI+正离子模式；气帘气，35 Pa；Gas 1，45 psi；Gas 2，45 psi；温度为500 ℃；离子化压力为5 000 V，去簇电压为70 V；全扫描范围，m/z 150~1800；裂解电压为5 V；CE Spread， 0 V。

1.6 量子化学计算

本研究利用Gaussian 16软件的B3LYP/6-31G(d，p)方法对DOX分子进行结构优化，再利用更精密的基组6-311++G(2d，p)进一步分析，选用高级别基组的目的是在研究化学反应的机理，特别是过渡态和反应路径时，高级别的基组可以提供更可靠的能量梯度和几何结构；使用DFT方法，经B3LYP密度泛函的6-311++G(2d，p)基组进行结构优化；再利用Gaussian View以三维形式查看分子轨道，找到分子中能量最高的占据轨道(HOMO)和能量最低的未占据轨道(LUMO)。选用极化连续介质模型，所选溶剂为水进行相关的化学计算。本文所用到的量子化学计算描述符有最高占据分子轨道(HOMO)、最低未占据分子轨道(LUMO)、前线轨道能隙(ΔE)(式(3))、化学势(μ)(式(4))、硬度(η)(式(5))、亲电指数(ω)(式(6))，利用这些参数分析DOX的相关反应特性。

$\Delta E = |{E_{{\text{HOMO}}}} - {E_{{\text{LUMO}}}}|$

$(3)$

$\mu = \frac{{I+A}}{2}$

$(4)$

$\eta = \frac{{I - A}}{2}$

$(5)$

$\omega = \frac{{{\mu ^2}}}{{2\eta }}$

$(6)$

式中：ΔE为前线轨道能隙，eV；E_HOMO为最高占据分子轨道的能量，eV；E_LUMO为最低未占据分子轨道的能量，eV；μ为化学势，eV；η为硬度，eV；ω为亲电指数，eV；I为电离势，eV；A为电子亲和能，eV。

1.7 福井函数

为了探究不同分子中不同位点的反应活性，FUKUI等 ^[30]引入了福井函数(Fukui)这一理论。分子中每个原子的亲电攻击、亲核攻击、自由基攻击的Fukui函数分别根据式(7)、式(8)和式(9)计算。

${f^ - }(r) = {q_i}(N) - {q_i}(N - 1)$

$(7)$

${f^+}(r) = {q_i}(N+1) - {q_i}(N)$

$(8)$

${f^0}(r) = \frac{{{f^ - }(r)+{f^+}(r)}}{2}$

$(9)$

式中： ${q}_{i}(N)、{q}_{i}(N-1)、{q}_{i}(N+1)$ 表示中性分子、失去1个电子、得到1个电子的带电分布状态； ${f^+}(r)$ 表示原子的亲核反应活性的大小、 ${f^ - }(r)$ 表示原子的亲电反应活性的大小、 ${f^0}(r)$ 表示自由基攻击的活性大小。

1.8 分配系数的计算

本文通过计算每种降解产物的分配系数(logP)来判断产物的脂溶性，进而推断ClO₂对DOX降解后的产物潜在的健康风险。logP数值越大，说明该物质具有亲脂性越强，数值越小说明亲水性越强。一般情况下，当logP≤5时，对生物的致死性和慢性毒性随着数值的增大而增大^[31]。本文采用中国科学院上海有机化学研究所开发的XLOGP3工具^[32]，对优化后蒽环类抗生素分子本身、以及被ClO₂降解后产物的logP进行计算，通过分析降解前后毒性变化来评估潜在的风险。

2. 结果与讨论

2.1 ClO₂对DOX的降解效果及影响因素

1) ClO₂初始浓度对降解效果的影响。当温度为(25±1) ℃、pH为7.5±0.1、DOX初始质量浓度为5 mg·L⁻¹时，ClO₂初始浓度对降解效果的影响情况如图1(a)所示。由图1(a)可以看出，随着ClO₂的浓度增加，DOX的去除率均有上升，当ClO₂质量浓度高于0.6 mg·L⁻¹后，DOX去除率上升趋势减缓。这是由于ClO₂的氧化能力随其浓度的增加而显著提升，从而有效地攻击和破坏DOX分子中的化学键，但当ClO₂质量浓度超过0.6 mg·L⁻¹后，几乎所有的DOX分子均已与ClO₂充分反应，导致反应体系趋近于饱和状态，因此，进一步增加ClO₂浓度并不会显著提高去除率。此外反应时间在5 min内去除效果显著，5 min后反应几乎达到平衡状态。DOX在接触0.2、0.4、0.6、0.8、1.0 mg·L⁻¹的ClO₂ 30 min后，降解率分别为35.31%、40.95%、66.97%、93.09%、94.07%，增加ClO₂浓度能够有效地去除DOX。

图 1 ClO₂初始浓度、温度、pH和DOX初始浓度对DOX降解效果的影响

Figure 1. Effects of initial concentration of ClO₂, temperature, pH, and initial concentration of DOX on DOX degradation

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2)温度对降解效果的影响。当pH为7.5±0.1、DOX初始质量浓度为5 mg·L⁻¹、ClO₂初始质量浓度为0.6 mg·L⁻¹时，温度对降解效果的影响结果如图1(b)所示。由图1(b)可看出，随着温度的升高，ClO₂对DOX的去除率没有显著变化，30 min后去除率分别达到48.32%、50.65%、63.22%、60.45%、60.33%，这表明ClO₂去除DOX的能力受温度影响很小。

3) pH对降解效果的影响。当温度为(25±1) ℃，DOX初始质量浓度为5 mg·L⁻¹，ClO₂初始质量浓度为0.6 mg·L⁻¹时，pH对降解效果的影响结果如图1(c)所示。由图1(c)可以看出，随着溶液pH的增加ClO₂对DOX的降解效果显著增加。DOX溶液在pH为4.8、5.2、7.5、8.5、9.5接触30 min后去除率分别达到54.02%、62.25%、66.18%、64.22%、67.80%。酸性条件下对DOX的降解率要弱于碱性，这是因为ClO₂的氧化还原电位与pH呈线性关系，当pH每增加1，其氧化还原电位增加0.062 V^[33]，因此ClO₂氧化能力也随之增加。

4) DOX浓度对降解效果的影响。当温度为(25±1) ℃、pH为7.5±0.1、ClO₂初始质量浓度为0.6 mg·L⁻¹时，DOX浓度对降解效果的影响结果如图1(d)所示。由图1(d)可以看出，DOX的去除率随着其初始浓度的增加而明显降低，DOX初始质量浓度为2、5、10、15、20 mg·L⁻¹时，与ClO₂反应30 min后去除率分别达到93.41%、78.28%、49.5%、40.16%、28.43%。因为ClO₂初始质量浓度较低仅为0.6 mg·L⁻¹，去除率过低有可能是由于ClO₂添加量过低，大量DOX未能与ClO₂反应而残留导致降解效率低。

2.2 ClO₂降解DOX的反应动力学

1) ClO₂降解DOX反应速率常数及反应级数。不同ClO₂浓度下ln(c₀/c_t)对反应时间t作图，结果如图2(a)所示。由图2(a)可以看出，ln(c₀/c_t)与时间呈良好的线性关系(R²>0.98)，该反应同样符合拟一级动力学模型，因此DOX的反应级数为1。将图2(a)中的每条拟合直线斜率(即k_obs)与ClO₂浓度进行拟合得到一条直线，如图2(b)所示。可以看出k_obs与ClO₂浓度呈良好的线性关系(R²=0.992)，反应速率随着ClO₂浓度的增加而加快，所以ClO₂反应级数为1，因此该回归直线的斜率为反应的二级反应速率常数，k_app=2.41×10² M⁻¹·s⁻¹，因此ClO₂降解DOX符合二级反应动力学模型。不同ClO₂浓度与DOX反应动力学参数如表1所示。

图 2 不同ClO₂浓度降解DOX的动力学拟合曲线；k_obs与ClO₂初始浓度的拟合曲线

Figure 2. Kinetic fitting curves of DOX degradation by ClO₂ at different concentrations; (b) Fitting curves of k_obs and ClO₂ initial concentrations

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表 1 不同ClO₂浓度下降解DOX动力学参数

Table 1. Kinetic parameters of DOX degradation by ClO₂ at different concentrations

[ClO₂]₀/(mg·L⁻¹)	k_obs/s⁻¹	T_1/2/s	R²
6.5	0.024 98	27.45	0.998
7.0	0.026 22	26.44	0.994
8.0	0.028 34	24.46	0.987
9.0	0.031 59	21.94	0.988

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2) pH对DOX的反应速率常数影响。在不同pH下将ln(c₀/c_t)对反应时间t作图(图3(a))；pH与k_obs关系如图3(b)所示。由图3(a)和图3(b)可看出，当pH=5.2~9.0时，ClO₂对DOX降解速率逐渐升高，反应速率常数由2.00×10⁻³ s⁻¹上升到4.03×10⁻² s⁻¹。表明酸性条件下抑制ClO₂对DOX的降解，而碱性条件下能够促进降解。

图 3 不同pH下降解DOX的动力学拟合曲线；不同pH下DOX的反应速率常数

Figure 3. Kinetic fitting curves of DOX degradation at different pH levels; The reaction rate constant of DOX at different pH

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3)温度对DOX的反应速率常数影响。不同温度下ln(c₀/c_t)与反应时间t关系如图4(a)所示，E_a可以通过k_app与温度拟合得到，拟合结果见图4(b)，不同温度下各反应的动力学参数见表2。由图4(a)~(b)可看出：k_app与温度之间有良好的线性关系(R²=0.995)；根据拟合曲线斜率可以计算出ClO₂与DOX反应活化能为25.46 kJ·mol⁻¹。由表2可以得到，温度每升高10 ℃，k_app会增加1.41倍。因此，当温度升高，DOX的反应速率上升。这是因为温度升高，反应体系中分子平均动能增大，活化分子增多，反应体系中各分子有效碰撞次数增加，使反应速率加快。

图 4 不同温度下ClO₂降解DOX的拟合曲线；k_app与温度的拟合曲线

Figure 4. Fitting curves of ClO₂ degradation DOX at different temperatures; Fitting curve of k_app and temperature

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表 2 不同温度下ClO₂降解DOX的反应动力学参数

Table 2. Kinetic parameters of DOX degradation by ClO₂ at different temperatures

温度/℃	k_obs/s⁻¹	k_app/(mmol·(L·s)⁻¹)	R²
7	0.012 82	133.04	0.982
14	0.019 99	207.45	0.989
20	0.030 13	312.68	0.988
30	0.042 53	441.37	0.994

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2.3 ClO₂降解DOX的机理

1) DOX分子结构与反应活性位点分析。分子的结构能够反映出分子的反应活性，对DOX进行结构优化后的图形见图5，分子主要键长的信息见表3。从表3可以看出，从整体上看DOX分子上的C—C、C＝C、C—O、C＝O、C—H、O—H、C—N、N—H的键长平均值分别为1.516 2、1.401 1、1.408 4、1.226 4、1.089 1、0.975 8、1.464 8、1.017 0 Å。与苯环上的C—C单键的键长相比，支链上的C5—C7单键以及含氧六元环上的C—C单键的键长较大。键长顺序为C—C>C—N>C—O>C＝O>C—H>N—H>O—H。从上述结果可以看出，DOX分子中支链上和含氧六元环上的C—C单键在降解过程中很容易受到亲核攻击^[34]，且O—H键相较于其他类型的化学键的键长均小，说明该化学键容易受到亲电攻击。

图 5 DOX优化后分子结构图

Figure 5. Molecular structure of DOX

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表 3 DOX的键长

Table 3. Bond length of DOX

化学键	键长 /Å	化学键	键长 /Å	化学键	键长 /Å
C1—C2	1.384 4	C7—C8	1.530 3	C15—H52	1.093 16
C2—C3	1.513 2	C5—O11	1.427 68	C16—H53	1.092 45
C3—C4	1.526 73	C8—O9	1.438 1	C18—H55	1.093 86
C4—C5	1.541 98	C25—O26	1.357 34	C20—H56	1.090 61
C5—C6	1.551 78	C22—O39	1.342 57	C20—H57	1.090 88
C1—C25	1.406 806	C32—O36	1.344 38	C20—H58	1.091 67
C22—C23	1.410 19	C37—O36	1.431 35	C35—H64	1.080 07
C23—C24	1.417 93	C3—O12	1.441 54	C24—H63	1.082 75
C24—C25	1.402 01	O12—C13	1.412 31	C33—H62	1.078 81
C23—C30	1.471 68	C13—O19	1.420 48	C37—H66	1.091 54
C29—C30	1.469 62	C18—O19	1.444 57	C37—H67	1.091 51
C28—C29	1.408 09	C16—O17	1.432 25	C37—H65	1.086 36
C27—C28	1.493 56	C30—O31	1.245 67	C15—N21	1.464 81
C24—C27	1.475 73	C27—O38	1.223 91	N21—H59	1.016 56
C29—C32	1.421 08	C7—O10	1.209 52	N21—H60	1.017 5
C32—C33	1.399 35	C3—H40	1.088 06	O9—H41	0.966 93
C33—C34	1.385 47	C4—H41	1.089 86	O11—H48	0.966 04
C34—C35	1.386 5	C4—H42	1.089 7	O17—H54	0.966 76
C28—C35	1.388 76	C6—H44	1.091 73	O39—H68	1.000 57
C13—C14	1.521 01	C6—H43	1.085 42	O26—H61	0.978 63
C14—C15	1.529 72	C8—H45	1.084 75	C1—C6	1.503 36
C15—C16	1.540 17	C8—H46	1.091 07
C16—C18	1.528 21	C13—H49	1.092 06
C18—C20	1.514 04	C14—H51	1.093 32
C5—C7	1.535 75	C14—H50	1.090 1

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DOX的静电势和前线分子轨道能量等信息预示着其具有不同的反应特性，但具体的反应活性位点仍不明确。而亲电自由基的反应活性对于有机分子反应途径的研究及为重要。利用福井函数对DOX的亲核反应位点、亲电反应位点及自由基反应位点进行分析。表4列出DOX的亲核攻击（f ⁺）和亲电攻击（f ⁻）。一般情况下，福井函数值越大，说明该原子为主要攻击位点。由表4可以看出，DOX的f ⁻最大值在蒽醌环上的O26、O39原子上，说明O26和O39容易受到亲电攻击。

表 4 DOX中每个原子福井函数值

Table 4. Fukui function values per atom for DOX

原子	f ⁻	f ⁺	原子	f ⁻	f ⁺	原子	f ⁻	f ⁺
1C	0.024 6	0.043 6	24C	0.034 5	0.018 5	47H	0.003 8	0.002 2
2C	0.024 7	0.041 5	25C	0.048 7	0.025 2	48H	0.005 2	0.007 5
3C	0.002 9	0.005 8	26O	0.066 8	0.022 4	49H	0.002 1	0.005 6
4C	0.004	0.004 1	27C	0.008 7	0.052 4	50H	0.004 3	0.001 1
5C	0.002 6	0.003	28C	0.001 3	0.024 9	51H	0.006 9	0.004 5
6C	0.004 5	0.006 8	29C	0.004 7	0.017 2	52H	0.008 1	0
7C	0.000 2	0.000 3	30C	0.008 4	0.063 6	53H	0.011 7	0.006 7
8C	0.005 1	0.004 5	31O	0.023 5	0.079 5	54H	0.005 9	0.000 1
9O	0.001 5	0.000 2	32C	0.018	0.023 2	55H	0.003 4	0.000 3
10O	0.010 6	0.007 4	33C	0.024 3	0.040 6	56H	0.006	0.003 6
11O	0.014 7	0.014 7	34C	0.025 7	0.049 1	57H	0.005 1	0.000 7
12O	0.006 2	0.007 3	35C	0.025 6	0.025 2	58H	0.009 2	0.007
13C	0.000 3	0.000 9	36O	0.019 1	0.010 8	59H	0.022 5	0.006 4
14C	0.003 3	0.000 3	37C	0.008 8	0.011 2	60H	0.019 9	0.003 9
15C	0.009 4	0.000 8	38O	0.033 3	0.083 5	61H	0.017 5	0.011 6
16C	0.010 4	0.001 6	39O	0.072 4	0.035 3	62H	0.014 8	0.023 2
17O	0.019 5	0.006 8	40H	0.005 8	0.007 8	63H	0.017 1	0.028
18C	0.004 6	0.000 8	41H	0.011 6	0.014 4	64H	0.013 1	0.018 3
19O	0.004 1	0.001 5	42H	0.005 4	0.004 2	65H	0.009 7	0.014
20C	0.005 8	0.002 1	43H	0.007 5	0.008 9	66H	0.009 7	0.011 5
21N	0.033 6	0.003 9	44H	0.009 3	0.013 2	67H	0.010 1	0.011 8
22C	0.042 5	0.022	45H	0.011 8	0.011 1	68H	0.015 3	0.012
23C	0.038 2	0.013	46H	0.005	0.005 2

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2) NPA(natural population analysis)电荷分布分析。ClO₂降解DOX的过程会发生电子的得失，而分子的电荷分布影响其反应特性。DOX分子的静电荷分布，其中C1、C2、C4、C6、C8、C14、C15、C20、C23、C24、C28、C29、C34、C35、C37所带电荷为−0.035、−0.123、−0.404、−0.437、−0.110、−0.426、−0.045、−0.584、−0.213、−0.139、−0.074、−0.172、−0.158、−0.180、−0.199 a.u.，其余的碳原子均带正电，所有的氧原子均带负电，其中O26和O39所带电荷为-0.698和-0.720 a.u.，所有氢原子均带正电，反应过程中C20、O39、O26容易受到亲电攻击。DOX在发生降解的过程中蒽醌环上的羟基取代基中的氧原子以及个别碳原子容易发生亲电攻击。图6为DOX的静电势图，其中蓝色到红色区域表示电子云由稀疏到密集部分。可以看到DOX的电子云密度较大的区域主要集中在氧原子周围，电子云密度较小的区域主要集中在碳原子与氢原子周围。

图 6 DOX的静电势图

Figure 6. Electrostatic potential map of DOX

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3)前线分子轨道分析。HOMO和LUMO轨道图形能够直观地看到分子容易得失电子的区域。若分子中的某部分被HOMO轨道所覆盖区域较大，说明该区域容易发生失去电子的情况；若分子中的某部分被LUMO轨道所覆盖区域大，说明该区域容易发生得电子的情况。图7显示了DOX前线分子轨道图，其中绿色区域代表正相位、红色区域代表负相位。从图7中可以看到，对于DOX的HOMO轨道主要聚集在二羟基取代苯环上的氧原子与碳原子周围，说明该区域容易受到亲电试剂攻击，其LUMO轨道分布主要集中在蒽醌环上的碳原子周围和苯环上的含氧双键周围，则该区域容易发生亲核试剂攻击。DOX的最高占据分子轨道能量为−5.95 eV，最低未占据分子轨道能量为−2.88 eV，前线轨道能隙为3.069 eV，化学势为4.42 eV，硬度为1.54 eV，亲电指数为6.34 eV，电离势为5.95 eV，电子亲合能为2.88 eV。

图 7 DOX的HOMO和LUMO轨道

Figure 7. HOMO and LUMO orbitals of DOX

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综上所述，通过分子结构与反应活性位点分析可知DOX分子中支链上和含氧六元环上的C-C单键相对较长，这使它们在降解过程中更容易受到亲核攻击。O—H键的键长数值较小，表明这个化学键容易受到亲电攻击。福井函数的f ⁺和f ⁻指数表明，DOX的f ⁻最大值在蒽醌环上的O26、O39原子上，这表明这些原子容易受到亲电攻击。在ClO₂降解DOX的过程中，分子中电子密度较高的区域，特别是蒽醌环上的羟基和个别碳原子，更容易受到亲电攻击。静电势图进一步确认了氧原子周围的电子云密度较大，表明这些区域在化学反应中可能更活跃。在DOX分子中，HOMO轨道的高电子密度区域，特别是二羟基取代苯环上的氧原子和碳原子，倾向于吸引亲电试剂的攻击。相反，LUMO轨道覆盖的区域，即蒽醌环上的碳原子和苯环上的含氧双键附近，更可能遭遇亲核试剂的攻击。

2.4 ClO₂降解DOX的降解产物分析及降解途径

1) ClO₂降解DOX的产物分析。不同pH下降解前后的6组样品所含主要物质的质核比列于表5。根据目标化合物的结构和反应原理，共推测出5种降解产物，HPLC-MS扫描后的质荷比分别为：560、576、387、303、148，所对应氧化产物表示为M+16、M+32、M-157、M-241、M-396(M表示DOX母体质荷比，+或-分别表示产物相较于DOX相对分子质量的损失或者增加，数字表示损失或增加的量)。从表5可以看出，ClO₂不能将DOX完全矿化，并且该化合物被ClO₂完全降解后中间产物仍然存在，需要对降解的中间产物进一步进行分析。此外，各pH范围下的空白和降解后的样品同样都检测到了m/z=158.15的物质，这是由于在降解后加入硫代硫酸钠进行了猝灭，确定该物质是硫代硫酸钠。m/z 544.17在3组不同pH的降解实验中均被检测到，因此推测可能是该反应物自身。ClO₂在降解酸性、碱性、中性条件的DOX下，其产物中都出现了M+16、M+32、M-157、M-241四种产物，产物M-396的质谱峰虽然存在，但非常小，该产物可能立刻被矿化成其他小分子产物。且该产物在ZHAO等^[35]研究中也同样出现，因此将该种产物考虑进产物分析中。

表 5 ClO₂降解DOX前后m/z的质谱扫描结果

Table 5. The mass spectrometry scan results of m/z before and after DOX degradation by ClO₂

反应条件	降解前	降解后
未调节pH	544.17、149.02、344.22、470.36、388.25、475.32、518.88、158.15、158.15	474.78、406.79、544.17、303.12、576.16、459.27、503.31、576.17、387.18、158.15、149.02
酸性条件	544.17、425.21、453.34、396.80、405.81、149.02、154.99、149.02、432.28、388.25、432.28、476.31、566.43、588.41、158.15	562.66、412.77、544.17、149.02、388.25、520.33、503.31、547.33、407.79、303.12、509.88、560.17、158.15、576.17、387.18、158.15
碱性条件	544.17、344.23、415.25、476.31、453.34、520.33、564.35、340.25、158.15	560.17、149.02、544.17、303.12、458.80、562.66、548.70、592.15、594.16、476.30、158.15、576.17、560.18、387.18、158.15

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2) ClO₂降解DOX的反应途径。HPLC-MS扫描出可能产物结果如图8所示。共推测出8种结构式不同的降解产物，其对应的质荷比分别为560(a)、560(b)、560(c)、576(a)、576(b)、387、303、148，所对应的氧化产物表示为M+16(a)、M+16(b)、M+16(b)、M+32(a)、M+32(b)、M-157、M-241、M-396，其中a、b表示相同的m/z下结构不同的产物。

图 8 ClO₂降解DOX的反应路径图

Figure 8. Reaction path diagram of DOX degradation by ClO₂

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根据福井函数以及电荷分布计算结果可知DOX分子上的C20、O26、O29容易受到亲电反应攻击。推测的反应路径如图8所示。

反应路径包括以下3个方面：1)反应路径1，含羟基的39号氧原子被ClO₂氧化过程产生的自由基攻击后，首先发生自由基的抽氢反应，使氧原子和碳原子处于缺电子状态，氧原子处进一步发生加成反应，得到中间产物Ⅱ；2)反应路径2，含羟基的26号氧原子在ClO₂氧化过程产生的自由基攻击后，发生一系列的抽氢和·OH加成反应，得到中间产物Ⅲ，反应中间产物Ⅱ和Ⅲ进一步在ClO₂的氧化下生成中间产物Ⅴ，随后12号氧原子与支链上的含氧六元环的13号碳原子发生断裂，与此同时5号碳原子与7号碳原子相连处发生断裂，最终生成产物Ⅵ和Ⅶ；3)反应路径3，C20被ClO₂氧化过程产生的自由基攻击后，同样发生自由基的抽氢反应和加成反应得到产物Ⅰ，进一步含羟基的26或39号氧原子与·OH自由基发生反应最终生成产物Ⅳ。产物Ⅶ和Ⅳ通过发生一系列的开环反应生成最终产物Ⅷ。

2.5 产物的分配系数

DOX中间产物Ⅰ的logP值为0.77，产物Ⅱ的logP值为0.8，产物Ⅲ的logP值为0.8，产物Ⅳ的logP值为0.3，产物Ⅴ的logP值为−0.16，产物Ⅵ的logP值为−1.37，产物Ⅶ的logP值为0.85，产物Ⅷ的logP值为2.28，DOX的产物的名称与产物分析结果保持一致。从上文可以看出，DOX的logP值均小于5。对于DOX而言，其本身分配系数为1.27，而中间产物Ⅷ的分配系数为2.28，该产物比DOX本身的毒性要大。表明ClO₂在DOX的过程中，有毒性更强的产物出现，但部分的中间产物可以继续被降解成毒性较弱的终产物。

3. 结论

1) ClO₂浓度、DOX的浓度、溶液的pH对去除DOX效果有很大的影响，低浓度ClO₂对于在不同温度下DOX降解效果的差异不显著；碱性条件下DOX相较于酸性条件下的去除率及反应速率都快，说明碱性条件下能够加速反应的进行。

2) ClO₂对于DOX的降解符合二级反应，反应速率常数为 2.41×10⁻² mmol·L⁻¹·s⁻¹；温度越高，DOX的反应速率常数也随之增加。DOX的反应活化能为25.46 kJ·mol⁻¹。

3)根据NPA电荷分布及福井函数综合分析，DOX的主要亲电反应位点分别为O26、O39、C20；通过HPLC-MS检测出的产物结果与量子化学计算所确定的反应位点，推测DOX在被降解过程中经历了抽氢反应、自由基的加成反应。

4)通过计算DOX降解前后的logP值，发现DOX降解过程中产物Ⅷ的logP值大于DOX说明中间产物毒性较强，但部分中间产物可以进一步被ClO₂降解为毒性更小的产物。

图 1 微塑料PE（a）、老化20 d的微塑料PE（b）以及微塑料PP（c）、老化20 d的微塑料PP（d）的SEM图

Figure 1. SEM images of initial microplastic PE （a）, PE aged for 20 d （b）, and initial microplastics PP （c）, PP aged for 20 d （d）

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图 2 微塑料PE和PP的红外光谱图

Figure 2. FTIR spectrum of microplastics PE and PP

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图 3 不同老化程度微塑料PE（a）和PP（b）对镉离子的吸附动力学曲线

Figure 3. Adsorption kinetics curves of Cd on microplastics PE （a） and PP （b） with different ageing degrees

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图 4 基于准一级模型（a、b）和准二级模型（c、d）绘制不同微塑料PE、PP吸附动力学线性图

Figure 4. Linear diagram of adsorption kinetics based on quasi-first-order model （a, b）and quasi-second-order model （c, d）for different microplastics PE and PP

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图 5 不同微塑料对镉的吸附等温线图

Figure 5. Adsorption isotherms of different MPs for Cd

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图 6 基于Freundlich模型（a）和Langmuir模型（b）绘制的吸附等温线线性图

Figure 6. Linear adsorption isotherms based on Freundlich model （a） and Langmuir model （b）

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图 7 pH对微塑料吸附镉离子的影响

Figure 7. Influence of pH on Cd adsorption of microplastics

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图 8 微塑料浓度对微塑料吸附镉的影响

Figure 8. Influence of microplastic concentration on Cd adsorption

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图 9 单独镉离子的生物毒性（a）及微塑料与镉的联合生物毒性（b）

Figure 9. Biotoxicity of Cd （a） and combined biotoxicity of microplastics and Cd （b）

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表 1 由准一级模型和准二级模型得到的吸附动力学参数

Table 1. Adsorption kinetic parameters obtained from the quasi-first-order model and the quasi-second-order model

微塑料Microplastics	准一级动力学方程Quasi-first-order model			准二级动力学方程Quasi-second-order model
微塑料Microplastics	k₁	q_e/ （mg·g⁻¹）	R²	k₂	q_e/（mg·g⁻¹）	R²
PE0	14.4378	0.3496	0.9840	8.3893	0.3452	0.9999
PE5	6.5974	0.3652	0.9161	7.3099	0.3698	0.9999
PE10	6.8295	0.3547	0.3788	7.8927	0.3560	0.9996
PE20	6.1482	0.3813	0.8410	6.4735	0.3931	0.9998
PP0	8.5874	0.3207	0.6000	9.6525	0.3219	0.9994
PP5	10.1068	0.3250	0.7847	9.4340	0.3256	0.9997
PP10	7.6493	0.3337	0.9124	8.8810	0.3355	0.9996
PP20	5.9236	0.3504	0.9971	7.7520	0.3590	0.9998

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表 2 由Freundlich模型和Langmuir模型得到的镉离子在微塑料上的吸附等温线参数

Table 2. Adsorption isotherm parameters of Cd on microplastics obtained by Freundlich model and Langmuir model

微塑料Microplastics	温度/℃Temperature	Freundlich			Langmuir
微塑料Microplastics	温度/℃Temperature	K_F	n	R²	K_L	Q_max	R²
PE0	25	0.0301	0.6621	0.9783	0.1562	1.178	0.5861
PE20	25	0.0300	0.6958	0.9694	0.1626	1.5196	0.4516
PP0	25	0.0216	0.7354	0.9886	0.1402	1.0987	0.6591
PP20	25	0.0275	0.6887	0.9791	0.1600	1.0959	0.6592

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图( 9) 表( 2)

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1. 材料和方法
1.1 ClO2的制备和DOX来源
1.2 ClO2对DOX降解效果及影响因素实验
1.3 ClO2降解DOX反应动力学实验
1.4 DOX分析方法
1.5 降解产物的分析方法
1.6 量子化学计算
1.7 福井函数
1.8 分配系数的计算
2. 结果与讨论
2.1 ClO2对DOX的降解效果及影响因素
2.2 ClO2降解DOX的反应动力学
2.3 ClO2降解DOX的机理
2.4 ClO2降解DOX的降解产物分析及降解途径
2.5 产物的分配系数
3. 结论

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塑料自出现以来极大地方便了人们的生活，其需求量和使用量不断增加，因此大量塑料垃圾进入并积累于环境中，在光照、热解、机械磨损以及生物作用下破碎形成粒径更小的塑料颗粒，其中直径小于5 mm的被定义为微塑料（microplastics，MPs）^[1-2]. 微塑料作为一种新型污染物，广泛分布于水体、土壤、大气等环境介质中，在太平洋、大西洋、印度洋沿岸和深海地区，土壤及生物体内都能够检测到大量的微塑料^[3-4]，对生态环境安全及生物生存造成了严重的威胁^[1]. 微塑料具有较大的比表面积，能够吸附大量的环境污染物，因此能够成为重金属、有机污染物等环境污染物质的运输载体，进一步增加其他环境污染物的风险^[5]. 近期，重金属与微塑料之间的相互作用已成为环境领域关注的热点. 由于工业开采、金属冶炼、污泥回用等导致大量的重金属镉（Cd）进入土壤，造成严重的镉污染^[6]. 据统计，我国Cd污染耕地土壤面积达2×10⁵ km²，约占全国耕地总量的1/6，严重影响农业生产和粮食安全^[7]. 重金属Cd具有高稳定性、不易降解、且易在生物体内累积的特点^[8-9]，严重威胁着人体健康和环境安全^[10]. 同时，农业生产使用的大量农膜被遗留在环境中能够逐渐破碎形成微塑料，与重金属Cd形成复合污染^[11]. 已有研究表明微塑料对水体环境中的重金属具有一定的富集作用^[12]，如海滩上微塑料表面镉、铬、铜、铁、锰、镍、铅、锌等重金属含量比周边海域中的重金属浓度高^[13-14]. 然而，关于微塑料对Cd环境行为影响的研究仍存在不足.

微塑料吸附重金属还能影响其迁移特性与生物毒性，Boucher等^[15]研究发现在潮汐带沉积物中，微塑料能够吸附重金属，而生物摄入微塑料后，重金属也随之进入食物链. 研究表明，微塑料吸附的重金属可能会在水体和肠道中被重新释放，从而使其生物毒性增加^[16]. 镉与微塑料的复合污染对鲤鱼血浆中的酶活性、生化指标及免疫等具有明显的生物毒性效应，且二者表现出明显的协同作用^[17]. 微塑料与重金属联合作用可导致海水青鳉肠道污染负荷增加，特定肠道微生物及肠道功能发生变化，免疫系统抵抗力受到明显抑制^[18]. 目前，尚未有统一的方法对重金属与微塑料联合毒性进行测定. 研究发现，发光细菌毒性测定法具有高灵敏度、强相关性、快速、高自动化程度等特点，在重金属、有机物污染环境中的综合毒性分析中已得到广泛的应用^[19]. 利用发光菌对取代苯酚和镉的混合物进行生物毒性测定，结果表明二者之间存在微弱的加成作用或近似加成作用的弱协同效应^[19].

此外，环境中的微塑料在多种因素作用下逐渐发生老化，导致微塑料表面的氧化结合位点增多，对重金属及其他污染物的吸附能力增强^[20]，因此老化微塑料的吸附能力通常高于原始微塑料. 研究自然环境中老化微塑料对其他污染物环境行为的影响具有现实意义. 尽管已有国内外学者对实验室条件下微塑料与其他环境污染物的吸附进行了研究，但对于老化微塑料的研究仍不充分，且尚无一致定论.

微塑料高级氧化过程与自然老化过程中的氧化途径及老化产物具有极高的相似性^[21]，可克服自然环境中微塑料的老化速率极低的问题. 因此本研究采用热活化K₂S₂O₈高级氧化法加速微塑料老化以获取不同老化程度的微塑料. 通过室内模拟实验，研究不同老化程度的微塑料对重金属的吸附动力学和吸附等温线的影响，以及在不同pH、微塑料浓度下对重金属的吸附，进一步探讨不同老化程度微塑料吸附行为的差异和作用机理. 采用发光菌毒性测试法对微塑料与重金属的复合污染的生物毒性进行测定，为复合污染的生物毒性评价提供科学依据.

1. 材料与方法（Materials and methods）

1.1. 实验材料

微塑料聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）购于东莞市特塑朗化工原料，平均粒径约100 µm；镉标准溶液（1 mg·mL⁻¹）购于北京北方伟业计量技术研究院；过硫酸钾（K₂S₂O₈）购于天津市风船化学试剂科技有限公司，纯度为99%；明亮发光杆菌T₃（Photobacterium phosphoreum T3）由中国科学院南京土壤研究所提供.

1.2. 微塑料老化与表征

将微塑料用甲醇超声3次，每次20 min，再以超纯水洗涤3次于40 ℃干燥，密封保存、备用. 采用热活化K₂S₂O₈高级氧化法进行微塑料老化^[21]，将1.0 g微塑料（PE、PP）加入到40 mL 100 mmol·L⁻¹新鲜制备的pH 7.0的K₂S₂O₈溶液中，于70 ℃恒温搅拌. 每12 h添加等量K₂S₂O₈溶液，每2 天更换新鲜溶液以避免K₂SO₄积累. 分别于5、10、20 d取出老化的微塑料样品，清洗后于45 ℃烘干避光保存. 将老化微塑料分别记为PE5、PE10、PE20和PP5、PP10、PP20，初始微塑料分别记为PE0和PP0.

利用傅里叶红外光谱仪（FTIR）在分辨率4 cm⁻¹条件下检测500—4000 cm⁻¹区域老化前后微塑料的表面官能团变化，并利用扫描电镜（SEM）表征微塑料的表面形貌变化.

1.3. 镉吸附动力学

将镉标准溶液稀释至10 mg·L⁻¹作为镉贮存液，并于4 ℃避光保存. 随后，进一步稀释成1 mg·L⁻¹的镉吸附液. 在摇瓶中加入100 mL的镉吸附液，再分别加入0.2 g初始微塑料及不同老化程度的PE、PP微塑料，置于恒温摇床（（25±2）°C、180 r·min⁻¹）避光振荡72 h. 每处理重复3次，同时设置不添加微塑料的空白对照. 分别于0.5、1、3、6、12、24、36、48、60 h进行取样，过0.45 µm滤膜并稀释，采用火焰原子吸收分光光度计测定镉含量.

1.4. 镉的吸附等温线

将镉贮存液准确地稀释至0.1、0.5、1、3、5、10 mg·L⁻¹作为镉吸附液进行吸附等温线实验. 每100 mL镉吸附液添加0.2 g初始微塑料和老化20 d的微塑料，每处理重复3次，同时设置不添加微塑料的空白对照，于25 ℃，180 r·min⁻¹振荡培养，并于24、48、72 h时取样. 将样品过0.45 µm滤膜并稀释，采用火焰原子吸收分光光度计对镉含量进行测定.

1.5. 不同因素对镉吸附的影响

准确将镉贮存液稀释至1 mg·L⁻¹，并用0.01 mol·L⁻¹的NaOH和HNO₃调节该溶液的pH，在不同pH（4、5、6、7、8）环境条件下进行微塑料对Cd的吸附，实验方法同1.4节.

将加入的微塑料浓度设为0.1、0.2、0.4、0.6 g·（100 mL）^-1 以探究不同微塑料浓度对Cd吸附的影响，其实验方法同1.4节.

1.6. 明亮发光杆菌毒性测定

将达到吸附平衡的微塑料于40 ℃干燥，准确称取0.2 g吸附镉的微塑料，并向其中加入100 mL 3% 的NaCl溶液，并超声使微塑料均匀分散，于摇床中恒温振荡24 h过滤后以浸出液作为待测液，用于发光菌毒性测定. 将明亮发光杆菌T₃接种于高温灭菌的专用培养基，其中每100 mL水中酵母浸出粉0.5 g，胰蛋白胨0.5 g，NaCl 3 g，Na₂HPO₄ 0.5 g，KH₂PO₄ 0.1 g，甘油0.3 g，pH值6.5，25 ℃避光培养20 h，于10000 r·min⁻¹离心收集菌体并重悬于3% NaCl溶液以获得合适的菌体浓度. 取待测液180 μL于96孔板，随后加入20 µL重悬后的菌液，每样品重复3次. 同时，按照不同的微塑料吸附量，将镉贮存液稀释至与其相当，测定镉的生物毒性；按照0.2 g·100 mL⁻¹测定微塑料的生物毒性，在微孔板上添加200 μL 3% 的NaCl溶液作为空白对照，于25 ℃下静置15 min，在450—490 nm波长下测定明亮发光杆菌的发光强度，并计算不同处理的发光强度抑制率.

1.7. 数据处理与分析

数据统计和分析采用 Excel 2010，图表使用 Origin 2018；用 SPSS进行统计分析.

3. 结论（Conclusion）

（1）微塑料老化会使微塑料的表面结构发生变化，其孔隙率和比表面积增大并出现含氧官能团. 老化微塑料对重金属镉的吸附量大于初始微塑料，且与老化时间呈正相关.

（2）微塑料对重金属镉的吸附过程大致分成3个阶段：短时间内的快速吸附，较长时期的缓慢吸附，及达到吸附平衡后逐渐稳定. 吸附动力学数据符合准二级动力学模型，吸附等温线数据符合Freundlich模式，且吸附作用主要受表面络合和静电引力的影响.

（3）微塑料对镉离子的吸附量易受到外界环境因素影响. 随着pH值升高，由于微塑料表面的去质子化作用其对Cd的吸附量升高；随着微塑料浓度升高，由于微塑料表面结合位点的竞争作用其对Cd的吸附量下降.

（4）微塑料复合镉污染对发光菌的生物毒性表现出协同效应，且随吸附镉离子量的增加其生物毒性增强，其中老化微塑料复合镉表现出更强的生物毒性.

参考文献 (27)

老化微塑料吸附重金属镉及其毒性效应

通讯作者: E-mail：bbwang@henau.edu.cn;

Impact of ageing microplastics on heavy metal cadmium adsorption and its combined toxicity effect

Corresponding author: WANG Beibei, bbwang@henau.edu.cn ;

1. 材料和方法

1.1 ClO2的制备和DOX来源

1.2 ClO2对DOX降解效果及影响因素实验

1.3 ClO2降解DOX反应动力学实验

1.4 DOX分析方法

1.5 降解产物的分析方法

1.6 量子化学计算

1.7 福井函数

1.8 分配系数的计算

2. 结果与讨论

2.1 ClO2对DOX的降解效果及影响因素

2.2 ClO2降解DOX的反应动力学

2.3 ClO2降解DOX的机理

2.4 ClO2降解DOX的降解产物分析及降解途径

2.5 产物的分配系数

3. 结论

计量

出版历程

老化微塑料吸附重金属镉及其毒性效应

通讯作者: E-mail：bbwang@henau.edu.cn;

English Abstract

Impact of ageing microplastics on heavy metal cadmium adsorption and its combined toxicity effect

Corresponding author: WANG Beibei, bbwang@henau.edu.cn ;

全文HTML

1.1. 实验材料

1.2. 微塑料老化与表征

1.3. 镉吸附动力学

1.4. 镉的吸附等温线

1.5. 不同因素对镉吸附的影响

1.6. 明亮发光杆菌毒性测定

1.7. 数据处理与分析

2.1. 老化前后的微塑料特征

2.2. 镉的吸附动力学

2.3. 镉的吸附等温线研究

2.4. 不同因素对镉在微塑料上吸附的影响

2.4.1. pH对微塑料吸附镉的影响

2.4.2. 不同微塑料浓度对镉吸附的影响

2.5. 微塑料与镉的联合生物毒性

目录

全文HTML

1.1. 实验材料

1.2. 微塑料老化与表征

1.3. 镉吸附动力学

1.4. 镉的吸附等温线

1.5. 不同因素对镉吸附的影响

1.6. 明亮发光杆菌毒性测定

1.7. 数据处理与分析

2.1. 老化前后的微塑料特征

2.2. 镉的吸附动力学

2.3. 镉的吸附等温线研究

2.4. 不同因素对镉在微塑料上吸附的影响

2.4.1. pH对微塑料吸附镉的影响

2.4.2. 不同微塑料浓度对镉吸附的影响

2.5. 微塑料与镉的联合生物毒性

1.1 ClO₂的制备和DOX来源

1.2 ClO₂对DOX降解效果及影响因素实验

1.3 ClO₂降解DOX反应动力学实验

2.1 ClO₂对DOX的降解效果及影响因素

2.2 ClO₂降解DOX的反应动力学

2.3 ClO₂降解DOX的机理

2.4 ClO₂降解DOX的降解产物分析及降解途径