水环境中微塑料对重金属的吸附及其影响因素

叶宇航, 周润东, 于雪, 余苗苗, 卢学强. 水环境中微塑料对重金属的吸附及其影响因素[J]. 环境化学, 2023, 42(3): 822-831. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022091406
引用本文: 叶宇航, 周润东, 于雪, 余苗苗, 卢学强. 水环境中微塑料对重金属的吸附及其影响因素[J]. 环境化学, 2023, 42(3): 822-831. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022091406
YE Yuhang, ZHOU Rundong, YU Xue, YU Miaomiao, LU Xueqiang. Review on the adsorption of heavy metals with microplastics in water environment and its influencing factors[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(3): 822-831. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022091406
Citation: YE Yuhang, ZHOU Rundong, YU Xue, YU Miaomiao, LU Xueqiang. Review on the adsorption of heavy metals with microplastics in water environment and its influencing factors[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(3): 822-831. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022091406

水环境中微塑料对重金属的吸附及其影响因素

    通讯作者: Tel: 022-23501117, E-mail: luxq@nankai.edu.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划(2020YFC1909500)资助

Review on the adsorption of heavy metals with microplastics in water environment and its influencing factors

    Corresponding author: LU Xueqiang, luxq@nankai.edu.cn
  • Fund Project: National Key R&D Program of China(2020YFC1909500)
  • 摘要: 微塑料(microplastics,MPs)其自身是一种新兴污染物,且还可作为载体吸附重金属等其它污染物,对生态环境造成威胁. 本文以Web of Science核心数据库及Science Direct数据库作为数据源,搜集了2016—2022年间发表的有关微塑料对重金属吸附的文献,分析了不同环境条件下微塑料对重金属的吸附及其影响影响因素,还比较了室内实验结果与实际环境的差异. 结果表明,不同微塑料对重金属吸附量不同,其差异主要与微塑料官能团、结构,重金属水合离子半径等因素有关. 其中,聚苯乙烯(polystyrene,PS)较其它微塑料更易吸附重金属,而铅(Pb)则更易被微塑料吸附. 另外,微塑料老化程度、粒径大小以及盐度、pH值等因素也都会影响微塑料对重金属吸附. 研究还发现,真实水环境中微塑料对重金属的吸附量总体上小于室内实验结果,也就是说,室内实验往往高估了微塑料对重金属的吸附.
  • 有机气溶胶在灰霾天气中扮演着主要角色,其在污染重灾区的 PM2.5 中质量占比可高达约60%左右[1-2],不仅能够通过长距离传输对区域和全球气候变化产生重要影响[3],还对人体健康存在一定危害. 空气中大部分污染源都可能释放或形成有机气溶胶,主要涵盖污染源如生物质或化石燃料燃烧等过程释放到环境中的一次有机气溶胶(POA)和由气体前体物(主要是挥发性有机物)经过大气氧化等过程而形成的二次有机气溶胶(SOA)[4]. 有机气溶胶因不同来源,其理化性质存在一定差异,对空气质量和人体健康的危害水平也有所不同[5]. 只有弄清楚主要污染源的排放特征及相对贡献,才能制定有针对性的污染控制措施. Simoneit等[6]最先在有机气溶胶分析中提出有机示踪物的应用,而后因有机示踪物良好的源指向性,在有机气溶胶源解析过程中应用广泛,且在污染物传输和大气寿命预测中发挥着重要作用[7-8]. 然而近年来基于有机示踪物的源解析方法存在一些质疑,Rutter等[9]在应用示踪物产率法研究美国大气中不同来源的气体前体物对SOA贡献时指出,烟雾箱实验确定的有机示踪物是在有限的实验条件下生成的中间氧化产物,如果与实际大气中所经历的光化学过程不同,将导致实际大气中部分 SOA 的来源无法解析[10]. 冯加良等[11]基于元素碳(EC)法、水溶性有机碳(WSOC)法、示踪法和正矩阵分解(PMF)模型对上海市 SOA 的季节贡献进行评估时发现,示踪法与 WSOC 法解析的 SOA 贡献存在较大偏差,上海 PM2.5 中的部分 SOA 不能用基于示踪物的方法来解释.

    一般来说,作为大气气溶胶的有机示踪物,需要具备以下条件:(1)该物质本身不存在于大气中,且不能由大气反应生成;(2)具有特异性,是所解析污染源的特征组分;(3)不易发生各种反应,释放含量保持较高稳定性. 表1中列举了常见的大气气溶胶有机示踪物,一些研究表明,将这些有机示踪物暴露于·OH、O3等大气氧化剂存在的环境中,会在液(固)、气两相中发生非均相氧化反应,影响其大气寿命,这就会给有机气溶胶源解析的准确性带来一定挑战. Weitkamp等[12]探究了机动车化石燃料燃烧产生的 POA 中藿烷等有机示踪物的·OH自由基非均相氧化,其动力学分析结果表明藿烷的非均相氧化会导致传统的化学质量平衡(CMB)模型低估汽车尾气对有机气溶胶的相对贡献,如果车辆排放物的大气寿命为4 d,那么传统的 CMB 模型将低估车辆排放物总浓度的50%. Lai等[13]的研究发现,·OH自由基对顺松油酸(天然源α-蒎烯SOA的二次示踪物)的非均相氧化是明显的,从而推测在外场观测中得到的顺松油酸浓度很可能低估了α-蒎烯对于 SOA 的相对贡献. 由此可见,如果有机示踪物能够发生非均相氧化反应,则会不同程度地影响有机气溶胶源解析和 相对贡献估算的准确性[14] ,因此有机示踪物化学稳定性的评估对于大气污染防控至关重要.

    表 1  不同来源的有机气溶胶成分及其主要有机示踪物
    Table 1.  Organic aerosols components from different sources and their main organic tracers
    一次有机气溶胶(POA)有机气溶胶来源Organic aerosols source主要有机物Main organic matter气溶胶的一次有机示踪物Primary organic tracers of aerosols
    生物质燃烧脂肪酸、单糖、酚类、多环芳烃等左旋葡聚糖、甘露聚糖、半乳聚糖、β-谷甾醇、萜类化合物、脱氢松香酸等
    餐饮排放脂肪酸、多环芳烃、二元羧酸等胆甾醇、油酸、棕榈烯酸等
    化石燃料燃烧烷烃、多环芳烃、脂肪酸、酚类等17α(H)、21β(H) 藿烷类化合物、甾烷类化合物
    二次有机气溶胶(SOA)气体前体物来源Source of gas precursors主要气体前体物Main gas precursors气溶胶的二次有机示踪物Secondary organic tracers of aerosols
    天然源(植物等排放)异戊二烯2-甲基四丁醇、2-甲基甘油酸、2-甲基赤藓糖醇(2-ME)及其类似物赤藓糖醇(AME)
    人为源(机动车尾气、工业排放等)苯、甲苯、烯烃等2, 3-二羟基-4,氧代戊酸(DHOPA)
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    生物质燃烧产生的有机污染物是POA和SOA的重要来源[15]. 在燃烧过程中,木质素等热解会转化为大量左旋葡聚糖[7, 16]等单糖物质,甾族化合物通常转化为β-谷甾醇[14],秸秆等会产生萜类化合物[14]. 由于在其他有机气溶胶来源中未检测到这些物质,故这些有机物可以作为生物质燃烧源的有机示踪物.

    长期以来,左旋葡聚糖被认为具有相对的化学稳定性、来源特异性和较高的浓度含量[17],是生物质燃烧的重要有机示踪物之一,然而也有一些学者对其在大气中的稳定性提出了质疑. Sang等[18]采用稳定碳同位素比率法测量气溶胶样品中的左旋葡聚糖,发现左旋葡聚糖会被气相中的·OH自由基所氧化. Hennigan等[19]在流动管反应器中的研究表明左旋葡聚糖的衰变程度与总的·OH自由基暴露量有关,当其暴露在典型的夏季条件(·OH自由基浓度为106 molecules·cm−3)下时,左旋葡聚糖的大气寿命约为0.7—2.2 d. Slade等[20]也利用流动管反应器,在较高的·OH自由基浓度范围内,测定了左旋葡聚糖的反应吸收系数. 当·OH自由基浓度从2.6×107—3×109 molecules·cm−3升高到4.1×1010—6.7×1010 molecules·cm−3时,吸收系数从0.05—1下降为0.008—0.034,表明该反应吸收系数随·OH自由基浓度升高而降低,该研究指出这种关系可以用Langmuir–Hinshelwood模型来描述:在与左旋葡聚糖发生碰撞时,·OH自由基首先吸附到表面,然后发生反应,当·OH自由基浓度较高时,表面活性位点耗尽,导致·OH自由基的吸收系数下降. Hoffmann等[21]以动力学实验模拟左旋葡聚糖的氧化过程及其大气寿命,研究发现,在高相对湿度(RH=90%)条件下,左旋葡聚糖在典型大气·OH自由基浓度(106—107 molecules·cm−3)下的大气寿命约为0.5—3.5 d. 目前国内对于左旋葡聚糖的非均相氧化研究的报道较少,柏静等[22]在实验室模拟了·OH自由基浓度为2×106 molecules·cm−3时与左旋葡聚糖的反应,在298 K时,二者的反应速率常数为(3.09 ± 0.18)×10−13 cm3·molecules−1·s−1,随着温度的升高反应速率常数将会增大,在实验条件下对应着约26 d的大气寿命. Lai等[23]使用流动反应器在·OH自由基浓度为(7×106 — 5×107) molecules·cm−3条件下研究了·OH自由基与左旋葡聚糖的非均相氧化,测得纯左旋葡聚糖的反应速率常数为(9.17±1.16)×10−12 cm3molecules−1·s−1,与之相比,涂覆在(NH42SO4或NaCl的左旋葡聚糖速率常数分别增加到(9.53 ± 0.39)×10−12 cm3·molecules−1·s−1和(10.3 ± 0.45)×10−12 cm3·molecules−1·s−1,而涂敷在煤烟上的速率常数则减少到(4.04 ± 0.29)×10−12 cm3·molecules−1·cm−1,研究分析其可能的原因是:涂敷在无机盐上的左旋葡聚糖具有更高的分散度而促进反应的进行;而煤烟具有较大的比表面积,左旋葡聚糖易进入烟尘的内部通道,从而阻碍其与·OH自由基之间的表面接触,且煤烟也可能对·OH自由基有反应性,导致分散在煤烟上的左旋葡聚糖反应性较低. 在不同的条件下测得左旋葡聚糖的大气寿命约为1.2—3.9 d. 王宁[24]的研究表明,NO3自由基和SO4−·自由基也可以对左旋葡聚糖上的H进行抽提从而引发非均相氧化反应.

    Li等[25]的研究表明,如果不考虑左旋葡聚糖在大气中的降解,左旋葡聚糖将主要通过湿沉降和较小程度的干沉降来平衡其全球浓度,这种平衡将导致左旋葡聚糖的平均寿命为7.3 d. 而以上研究表明,左旋葡聚糖能够被大气中·OH、NO3、SO4等自由基所氧化,在典型的大气·OH自由基浓度范围(106—107 molecules·cm−3)内,其大气寿命约为0.5 — 4 d左右,小于其不考虑降解时的平均寿命. 这意味着过去利用左旋葡聚糖进行源解析时,实地测量的左旋葡聚糖浓度可能被低估,从而导致生物质燃烧源的气溶胶的贡献被低估.

    脱氢枞酸(DHAA)经常应用于软木类生物质燃烧源的有机示踪物[26-27],其特征性可与硬木类生物质燃烧源相区分[28]. Knopf 等[29]测定了DHAA等有机物与O3、NO2、N2O5和 NO3的反应吸收系数. 在O2存在的情况下,其反应吸收系数分别在(1—8)×10−5、10−6—5×10−5、(4—6)×10−5和(1—26)×10−3范围内. 在典型污染条件下,左旋葡聚糖与DHAA在O3、NO2、N2O5和 NO3氧化下的大气寿命约为1 — 112 min. Bai等[30]研究了O3和·OH自由基对DHAA的非均相氧化,在298 K和标准大气压下,DHAA+·OH和DHAA+O3的速率常数分别为0.89×1011cm3molecules1s12.29×1020cm3molecules1s-1,研究指出·OH自由基对DHAA的氧化效果比O3更加显著. Lai等[31]也模拟了DHAA与·OH自由基在不同环境条件下的非均相氧化,在室温和40%相对湿度下,纯 DHAA 与·OH自由基的有效速率常数为(5.72 ± 0.87)×10−12 cm3molecules-1s-1,并考察了种子气溶胶存在对 DHAA 降解动力学的影响,在相同温度、湿度环境中,与纯 DHAA 相比,在 (NH42SO4 混合效应下的 DHAA有效速率常数降低到(4.58 ± 0.95)×10−12 cm3molecules-1s-1,其分析可能的原因为:一些DHAA被 (NH42SO4 所包裹,形成了内部混合的 (NH42SO4和DHAA,混合样品表面的 (NH42SO4可能会略微抑制·OH自由基在DHAA表面上的扩散,从而抑制反应的进行. 在不同的环境条件下,DHAA 的平均大气寿命约为2.3 — 4.4 d.

    以上研究表明混合状态对DHAA等有机示踪物的降解动力学和寿命有显著影响,而实际大气环境所形成的有机示踪物通常都以混合状态存在,故有机示踪物纯物质的降解动力学应为真实对流层降解动力学的上限,但需要指出的是,以上研究所测得的气溶胶有机示踪物的最长寿命仍短于气溶胶在对流层的停留时间(数十天),因此在利用有机示踪物进行气溶胶源解析时, 可能会使得有机示踪物的实际作用被低估.

    甲氧基苯酚类有机化合物被广泛作为木材烟雾排放源的有机示踪物. Liu等[32]使用流动管反应器研究了·OH自由基对甲氧基苯酚的非均相氧化. 在室温,RH为40%时,3种甲氧基苯酚:香草醛(VA)、松柏醛(CA)和丁香醛(SA)的反应速率常数分别为(4.72 ± 0.51)×10−12cm3molecules1s1、(10.59 ± 0.50)×10−12 cm3molecules1s1和(12.25 ± 0.60)×10−12 cm3molecules1s1. 研究结果表明,高温对这些反应起到了促进作用,而高相对湿度具有一定的抑制作用. 根据测定的速率常数,这3种甲氧基苯酚在不同条件下的大气寿命约为0.54 — 2.18 d. 丁香醇(2, 6-二甲氧基苯酚)也是大气中木材烟雾排放的潜在有机示踪物,为了研究丁香醇在大气中的反应性,Lauraguais等[33]在(294 ± 2 )K的烟雾箱中测定了其与·OH自由基反应的速率常数为(9.66 ± 1.11)×10−11 cm3molecules1s1,所对应丁香醇的大气寿命约为1.8 h. Liu等[34]使用流动管反应器在不同的羟基浓度、温度和相对湿度下研究了·OH自由基对木材燃烧排放的潜在有机示踪物松柏醇(一种甲氧基苯酚)的降解动力学. 研究表明·OH自由基能有效降解松柏醇,平均反应速率常数为(11.6 ± 0.5)×10−12 cm3molecules-1s-1. 此外,在40%相对湿度下,温度升高有利于松柏醇的降解,而相对湿度的增加对松柏醇的降解有负面影响,根据在不同条件下获得的速率常数,松柏醇的大气寿命在(13.5 ± 0.4)—(22.9 ± 1.4)h范围内. 2-甲氧基苯酚(愈创木酚)也是大气中木材烟雾排放的潜在有机示踪物,为了研究这类化合物在大气中的反应性,Coeur-Tourneur 等[35]采用气相色谱和相对速率法,在(294 ± 2)K和1个大气压下条件下测定其与·OH自由基的反应速率系数为(7.53 ± 0.41)× 10−11 cm3molecules-1s-1.

    国内外研究表明,NO3自由基也能引起甲氧基苯酚类有机示踪物的非均相氧化反应. Zhang等[36]研究了丁香醇和4-乙基愈创木酚与NO3自由基的非均相氧化反应,在298 K条件下,丁香醇和4-乙基愈创木酚与NO3自由基的反应速率系数为(1.6 ± 0.4)×10−13cm3molecules1s1和(1.1 ± 0.2)×10−12 cm3molecules1s-1,其大气寿命分别为3.5 h和0.5 h. Lauraguais 等[37]利用8000 L常压烟雾箱中,在(294 ± 2)K条件下,研究了5种甲氧基苯酚与NO3自由基的非均相氧化反应. 利用相对动力学测定其相对速率常数(以cm3molecules1s1为单位)结果为:愈创木酚:(2.69 ± 0.57)×10−11、3-甲氧基苯酚:(1.15 ± 0.21)×10−11、 4-甲氧基苯酚:(13.75 ± 7.97)×10−11、2-甲氧基-4-甲基苯酚:(8.41 ± 5.58)×10−11、丁香醇:(15.84 ± 8.10)×10−11. Yang等[38] 采用相对速率法研究了NO3自由基与几种甲氧基苯酚(愈创木酚、甲酚和丁香醇)的非均相氧化反应. 测定愈创木酚、甲酚和丁香醇与NO3自由基在298 K和1个大气压下的反应速率常数分别为3.2×10−12、2.4 × 10−13、4.0×10−13 cm3molecules1s1. 在典型的对流层 NO3 浓度(5×108moleculescm3)下,愈创木酚、甲酚和丁香醇对NO3自由基的大气寿命分别为0.2 h、2.3 h、1.4 h.

    一些学者还讨论了O3与甲氧基苯酚类有机示踪物之间的非均相氧化. Net等[39]在无光和模拟太阳光照射下对涂有香草醛、丁香醛、针叶醇等的O3非均相氧化进行了研究,实验结果表明,这些甲氧基苯酚类有机示踪物在O3氧化下均会发生一定程度的降解,且香草醛和丁香醛在模拟阳光下的浓度损失比无光下的浓度损失更大. Net等[40]还在O3浓度为1.59×1014 moleculescm-3条件下监测了吸附在二氧化硅颗粒上的松柏醛的非均相氧化,并模拟不同光照条件下的反应,在无光条件下速率常数为(7.2 ± 0.9)×10−19cm3molecules-1s-1,在模拟光照条件下为(7.6 ± 1.7)×10−19 cm3molecules-1s-1,实验结论分析紫外-可见光(λ>300 nm)不会影响O3对松柏醛的降解,但会诱导松柏醛发生缓慢光解. O’Neill等[41]使用漫反射红外光谱法监测吸附在NaCl和α-Al2O3基质上甲氧基苯酚的非均相氧化. 在且O3浓度为1.06×1012 moleculescm-3环境中,NaCl吸附的甲氧基苯酚对O3的平均吸收系数为(2.3 ± 0.8)×10−7,大气寿命约为1.2 d. α-Al2O3吸附的甲氧基苯酚对O3的平均吸收系数为(9.7 ± 7.3)×10−8,对应于2.8 d的大气寿命.

    Lauraguais 等[42]在(295 ± 2) K条件下,使用相对动力学方法和原位傅里叶变换红外光谱进行化学分析,首次确定了氯原子与一系列甲氧基苯酚类化合物非均相氧化反应的速率系数,其相对速率常数(以cm3molecules-1s-1为单位)分别为: 愈创木酚(2.97 ± 0.66)×10−10、3-甲氧基苯酚(2.99 ± 0.62)×10−10、4-甲氧基苯酚(2.86 ± 0.58)×10−10、2-甲氧基-4-甲基苯酚(3.35 ± 0.68)×10−10、2,3-二甲氧基苯酚(4.73 ± 1.06)×10−10、丁香醇(2.71 ± 0.61)×10−10.

    以上研究表明甲氧基苯酚类气溶胶的有机示踪物与大气中·OH自由基、NO3自由基、O3等氧化剂都能够发生不同程度的非均相氧化反应,温度、湿度、光照条件等因素都会对反应产生一定影响. 总的来说,温度升高能够促进有机示踪物的降解,而相对湿度的增加对降解有负面作用,在太阳光照条件下比无光条件下的降解作用更为显著. 因此在以后的研究中,应注意需要将环境温度、湿度等具有季节性特征的因素以及白天、夜晚的时间因素影响一并考虑到源解析准确性校正的研究中.

    油酸、棕榈烯酸和胆甾醇[43-45]常用作餐饮源的有机示踪物,估算肉类等烹饪过程中产生的有机污染物对POA的贡献. 然而目前已有研究表明这些餐饮排放源的一次有机示踪物能够与O3、NO3自由基等氧化剂发生非均相氧化反应.

    Docherty等[46]采用在线和离线质谱联用技术,在烟雾箱内研究了油酸气溶胶与NO3自由基的非均相氧化,同时暴露在NO2、N2O5和O2环境中时,其氧化的主要产物为羧酸. Hearn 等[47]采用气溶胶化学电离质谱仪(Aerosol CIMS)和流动管反应器研究了O3与油酸的非均相氧化反应,O3与油酸的反应被确定发生在气溶胶表面,其吸收系数为(8.8 ± 0.5)×10−4,并且研究发现该反应的中间产物还可以与气溶胶中的水、醇和醛等反应,进一步影响其在大气中的寿命. Hearn 等[48]在另一篇文章中同样利用气溶胶化学电离质谱技术,在流动管反应器中研究O3与油酸的反应,测得油酸的反应吸收系数为(7.5 ± 1.2)×10−4. He等[49]采用流动管反应器与微型傅里叶红外光谱仪相结合的方式,研究了O3引发的油酸非均相氧化反应,测得 O3对油酸的摄取系数为(1.45 ± 0.11)×10−3,且研究发现油酸与O3反应的速率常数和摄取系数与相对湿度的变化无明显关系. Morris 等[50]采用新型气溶胶质谱技术研究了亚微米油酸气溶胶与O3的反应动力学,通过建模获得反应的吸收系数为(1.6 ± 0.2)×10−3. Gallimore等[51]使用电喷雾萃取电离质谱监测油酸气溶胶与O3之间非均相反应的动力学,所得到的吸收系数为(5 ± 2)× 10−4. Smith等[52]利用单颗粒质谱技术和流动管反应器,测量油酸气溶胶对O3的吸收系数. 实验结果发现,反应吸收系数取决于颗粒的大小,半径为680 nm至2.45 μm的颗粒,吸收系数范围为(7.3 ± 1.5)×10−3 —(0.99 ± 0.09)×10−3,研究结果分析,随着粒径的增加吸收系数降低是由于反应受到颗粒内油酸扩散的限制. 该研究还进一步估算了不受油酸扩散限制颗粒的吸收系数约为(5.8 — 9.8)×10−3.

    一些研究表明大气中复杂环境因素,可能对油酸的非均相氧化具有一定抑制作用. Robinson等[53]测得在大气环境(O3浓度为1.99×1012 moleculescm-3左右)中油酸的O3氧化寿命约为1—10 d,而Morris等[50]所测得暴露在2.64×1012 moleculescm-3O3浓度下的纯油酸气溶胶的大气寿命仅为几分钟. Hung等[54]利用衰减全反射红外光谱(ATIR)在O3浓度为2.64×1012 moleculescm-3条件下,同样测得纯油酸气溶胶的寿命约为2 min,研究指出如此短的纯油酸气溶胶颗粒的寿命与Katrib 等[55]在环境中测量的混合油酸气溶胶的大气寿命为数天到数周的结果不一致,其分析可能是气溶胶的物理相态和组成等其他因素在此过程中发挥着很大作用. Ziemann [56]使用热脱附粒子束质谱仪研究了O3与纯油酸气溶胶和混合油酸气溶胶的反应. 研究发现纯油酸气溶胶的反应速率更快,大气寿命仅为几分钟,而在液相/固相颗粒基质中的反应速率常数可能要慢几个数量级. Kara等[57]在烟雾箱中将胆甾醇、油酸和棕榈烯酸等有机示踪物暴露于O3环境下,在12种不同的混合物中测量了胆甾醇、油酸和棕榈酸的速率常数,其氧化速率常数都强烈依赖于气溶胶成分,有效速率常数随混合物成分的变化较大,相差一个数量级.

    Weitkamp 等[12]在典型的夏季条件(O3浓度为1.06×1012 moleculescm-3)下,棕榈烯酸、油酸和胆甾醇所对应的大气化学寿命分别为0.1—0.7 d、0.1—1.0 d和0.4—0.9 d. Dreyfus等[58]在烟雾袋中,研究了胆甾醇(平均直径为100 nm和200 nm)在伪一级条件下与O3反应,测定的反应吸收系数为(2.8 ± 0.4)×10−6,且在研究的粒径范围内,吸收系数与粒径无关. 该研究指出对于排放到大气中的胆甾醇来说,其大气寿命约为几天,故胆甾醇可以作为有机气溶胶的局部来源示踪物,而不适用于确定肉类烹饪操作区域来源的示踪物.

    以上在O3浓度为1012 moleculescm3范围内的研究所得餐饮源气溶胶的有机示踪物的大气寿命在几分钟到几天不等,可能是由于反应条件及气溶胶的组成成分导致的较大差异,故在后续的研究中应进一步探究餐饮源排放的有机气溶胶的共存组分以及其对棕榈烯酸、油酸和胆甾醇等有机示踪物非均相氧化的影响.

    燃油汽车等都以化石燃料燃烧作为能源,其燃烧会排放烷烃、多环芳烃等有机物[59]. 藿烷类[60]化合物是化石燃料燃烧的主要有机示踪物;甾烷类化合物[60]主要存在于机油中,故可应用于机油燃烧的一次有机示踪物.

    Lambe等[14]在烟雾箱内模拟大气环境条件,研究了柴油机排放的机油和主要有机气溶胶中有机示踪物(C25-C32n-烷烃、霍烷和甾烷)的氧化动力学. 当·OH自由基浓度为 106moleculescm3时,机油(不添加柴油)中有机示踪物的反应速率常数范围为(8.4—16)×10−12 cm3molecules1s1,对应的大气氧化寿命约为1 d;在添加了柴油的 POA中有机示踪物反应速率常数范围为(3.6—6.2)×10−11 cm3molecules1s1,其氧化速度比纯机油快2—4倍. Weitkamp等[12]为了研究大气中有机示踪物的化学稳定性,将雾化机油暴露在烟雾箱内的夏季典型·OH自由基水平((4 ± 1) × 106 moleculescm3)下,测定了霍烷、甾烷被 ·OH自由基非均相氧化的速率常数分别为:(0.05—3.40)×10−11cm3molecules-1s-1和(0.04—1.30)×10−11 cm3molecules1s1,大气寿命约为几天. 且该研究发现相对湿度对有效速率常数有显著影响,当相对湿度为75%时,藿烷和甾烷的氧化速度比相对湿度为10%时慢约4倍.

    上述研究表明曾被认为不易发生降解的霍烷等有机示踪物也能够与·OH自由基等发生反应,鉴于近年来对于机动车排放的广泛关注,须考虑到化石燃料燃烧源气溶胶有机示踪物的氧化效应所产生的潜在偏差,才能够更好地制定控制策略.

    以上研究结果表明,大气氧化剂对气溶胶的一次有机示踪物非均相氧化作用显著,如果在源解析中不考虑非均相氧化对这些有机示踪物浓度的影响,源解析过程中各污染源对POA的相对贡献很可能会被低估.

    相对于一次有机示踪物的非均相氧化研究,二次有机示踪物的非均相氧化报道较少,仍处于起步阶段. 近几年学者获得的一次有机示踪物的非均相氧化研究成果,为系统地考察二次有机示踪物的非均相氧化提供了重要借鉴.

    Lai等[13]利用流动管反应器探究了·OH自由基对顺松油酸(天然源α-蒎烯SOA的示踪物)的非均相氧化过程. 在室温、40%RH条件下,顺松油酸与·OH自由基反应的有效速率常数为(5.1—7.24)×10−12 cm3molecules1s1,所对应的大气寿命约为2.1—3.3 d. 研究发现不同的相对湿度环境不会引起反应速率常数的明显改变,而升高温度能够加速反应的进程.

    Claeys等[61]在南美洲的热带雨林气溶胶样品中发现了大量含有非对映异构体2-甲基四醇的异戊二烯-C5-骨架. 他们提出,这些化合物可以被视为大气中异戊二烯衍生天然源 SOA 的特定有机示踪物. Chen等[62]研究了2-甲基四醇硫酸盐(由异戊二烯衍生的环氧树脂酸所形成的气溶胶的二次有机示踪物)的非均相氧化反应,在相对湿度为 61%±1%,·OH自由基浓度为1.5×106moleculescm3时,该反应的有效速率常数为(4.9 ± 0.6)×10−13 cm3molecules1s1,对应 2-甲基四醇硫酸盐的大气寿命约为(16 ± 2)d. Hu 等[63]也采用氧化流反应器(OFR)研究了 2-甲基四醇硫酸盐的·OH自由基非均相氧化过程,其反应速率常数为(4.0 ± 2.0)×10−13 cm3molecules1s1,大气寿命约为14 d. 2-甲基四氢呋喃也被广泛用作异戊二烯衍生的SOA的有机示踪物,虽然通常认为它们相对不活跃,但有研究证明纯赤藓糖醇颗粒(2-甲基四氢呋喃的类似物)可被 ·OH自由基以显著速率非均匀氧化. Xu 等[64]研究了在相对湿度高达85%的流动管反应器中,纯赤藓糖醇气溶胶和含有赤藓糖醇和硫酸铵的气溶胶在不同无机-有机质量比(IOR)下的非均相 ·OH自由基氧化,结果表明,随着赤藓糖醇用量的减少或硫酸铵用量的增加,反应速率降低. 当IOR由0.0增大到5.0时,反应速率常数从(5.39 ± 0.12)×10−13 cm3molecules-1s-1降低至(1.56 ± 0.04)×10−13 cm3molecules-1s-1. Kessler等[65]也使用赤藓糖醇作为2-甲基四醇的替代物,考察了·OH自由基对纯赤藓糖醇气溶胶的非均相氧化,RH为30%时,反应速率常数为(2.54 ± 0.22)×10−13cm3molecules-1s-1,大气寿命约为(13.8 ± 1.4)d.

    本课题组前期也进行了一些二次有机示踪物非均相氧化反应的研究工作. 黄亚娟[66]利用原位红外法,在O3浓度为(4.23 ± 0.26)×1012 moleculescm3的大气烟雾箱中,分别模拟了天然源异戊二烯和人为源甲苯两种气体前体物生成的SOA的有机示踪物2-甲基赤藓糖醇(2-ME)和2, 3-二羟基-4-氧代戊酸(DHOPA)的非均相氧化反应,结合深圳市夏季大气条件(日均O3浓度4.49×1012 moleculescm3),两种有机示踪物的大气寿命分别为11.0—56.3 d、8.1—37.3 d. 研究指出如果2-ME和DHOPA的能够在大气环境中存在5 d左右,源解析所得异戊二烯和甲苯气体前体物对SOA的贡献最多可低估高达50%. 该研究还以2-ME的替代物赤藓糖醇(analogue of 2-methyl erythritol,AME)纯气溶胶的非均相氧化作为参照,探究SOA中的共存组分对反应的影响,实验发现异戊二烯SOA中的2-ME氧化速度是AME纯物质气溶胶的1/3,大气平均寿命多出约30 d;甲苯SOA中DHOPA的大气寿命也比纯DHOPA气溶胶长16.2 d左右,故分析SOA中的共存组分可能对非均相氧化过程产生一定的抑制作用. 黄亚娟[67]在大气烟雾箱中以AME和DHOPA纯物质气溶胶为模型物质,探究了影响二次有机示踪物O3非均相氧化过程的因素. 实验结果表明,较高的O3浓度能够正向影响反应的进程;将两种有机示踪物以不同比例混合时,O3对混合组分中占比较高的物质氧化速率更快. 王润华等[68]在大气烟雾箱中,对异戊二烯、甲苯两种气体前体物及其混合物制备的SOA中的有机示踪物进行了非均相氧化实验,采用相对速率法确定了有机示踪物与O3反应的有效速率常数,并探究了种子气溶胶种类和初始VOC0/NOx对示踪物非均相氧化的影响. 实验结果表明,种子气溶胶的存在能够促进SOA中2-ME和DHOPA的非均相氧化,且酸性较强的种子气溶胶更能加快氧化反应;而速率常数随VOC0/NOx比值的增加而降低. 王润华等[69]还采用了原位傅里叶红外光谱法研究了O3对AME和DHOPA纯物质气溶胶的非均相氧化. 在25 ℃,相对湿度为30%条件下,有机示踪物暴露于5.29×1014 moleculescm3O3浓度下,其反应吸收系数分别为(1.3 ± 0.8)×10−8和(4.5 ± 2.7)× 10−8 ,虽然能够发生氧化反应,但其氧化过程非常缓慢,所以其推断在以O3为主要氧化剂的大气条件下,AME和DHOPA可以认为是稳定的. 基于假设大气O3浓度为1.99×1012 moleculescm3和实验测得的2-ME和DHOPA示踪物的臭氧非均相氧化有效速率常数的极值,确定了二次有机气溶胶中DHOPA和2-ME示踪物在大气中可能经历的浓度衰减范围,如图1所示. 根据其衰减模拟过程,30 d后,大约55%—95%的DHOPA和40%—90%的2-ME示踪物会被氧化,这使得利用示踪物产率法估算异戊二烯和甲苯对二次源贡献的结果偏低.

    图 1  二次有机气溶胶中DHOPA(a)和2-ME(b)在大气O3浓度环境中可能经历的浓度衰减范围[66-69]
    Figure 1.  Range of concentration degradation of DHOPA(a) and 2-ME(b) tracers in secondary organic aerosols in atmospheric O3 concentration environments[66-69]

    本课题组还利用两种不同的反应体系,研究了2-ME和DHOPA与·OH的非均相氧化反应. 胡倩[70]利用大气烟雾箱,将异戊二烯SOA的有机示踪物2-ME暴露于接近大气·OH自由基浓度(106—107 moleculescm3)长达4—6 h,用以模拟异戊二烯SOA有机示踪物的·OH非均相氧化反应. 研究结果表明,2-ME与·OH反应速率常数为3.64 ×10−11 — 4.15×10−11 cm3molecules1s1,所对应的大气寿命为0.37 — 1.98 h. 王润华[71]利用流动管反应器模拟了甲苯SOA的有机示踪物DHOPA暴露于浓度较高的·OH自由基环境中(1013 moleculescm3)的非均相氧化反应. 实验结果表明,DHOPA 与·OH非均相氧化反应的有效速率常数为2.40×10−18—1.80×10−17 cm3molecules1s1,所对应的大气寿命为1.07—1.85 h. DHOPA在高浓度·OH自由基环境中(1013 moleculescm3)的衰减模拟过程如图2所示,大约3 h就会有30% — 90%的DHOPA被氧化;2-ME在大气·OH自由基环境中(1.5×106 moleculescm3)的衰减模拟过程如图2所示,大约在12 h会有30%—90%的2-ME被氧化. 相比较而言,两种二次有机示踪物的·OH自由基氧化速率常数远大于O3,其大气有效寿命也具有显著性差异,由此可见,相比于O3,·OH自由基对这两种有机示踪物的氧化能力更强. 后续将研究高浓度·OH自由基环境中2-ME和大气·OH自由基环境中DHOPA的衰减过程,以完善两种示踪物在大气中的非均相氧化过程模拟.

    图 2  二次有机气溶胶中DHOPA(a)和2-ME(b)在大气·OH自由基环境中可能经历的浓度衰减范围[70-71]
    Figure 2.  Range of concentration degradation of DHOPA(a)and 2-ME(b) tracers in secondary organic aerosols in atmospheric ·OH concentration environments[70-71]

    综上,大气气溶胶的一次和二次有机示踪物都能够与某些大气氧化剂发生不同程度的非均相氧化反应,温度、湿度、氧化剂浓度、共存组分和种子气溶胶种类等因素会对反应速率常数及相对大气寿命产生一定影响. 在非均相氧化反应的作用下,这些有机示踪物对应几分钟到几天的大气寿命,而有机气溶胶在对流层的停留时间为数十天,这说明在以往的研究中进行源解析时所测得的示踪物浓度可能被低估,从而低估有机气溶胶对于污染的相对贡献. 尽管基于有机示踪物方法溯源的准确性受到质疑,但不可否认的是有机示踪物具有很好的源特异性,依然能够在今后的源解析工作发挥重要作用. 因此未来应持续更新这些有机示踪物在大气中的氧化效应,且应用有机示踪物对大气气溶胶进行源解析时,须考虑非均相氧化反应的影响,才能够更为精准地得到源解析结果,从而制定精准有效的污染防控措施.

    近年来,关于大气中有机气溶胶的来源及其性质的研究已经取得了很多进展,而有机示踪物的非均相氧化反应正逐渐成为一个新的问题焦点. 本文综述了大气中有机示踪物非均相氧化反应的国内外研究现状,并讨论了其在源解析中的不确定性. 为了更加精准地识别特定污染源的相对贡献,科学地制定有效的控制策略,今后更深层次的研究将成为主要发展方向:

    (1)现阶段关于二次有机示踪物的大气氧化研究较少,在未来的研究中需要对更多的有机示踪物进行更全面的非均相氧化研究,以建立系统的科学评价体系.

    (2)由于实际大气环境的复杂性,有机示踪物非均相氧化的实验室研究是校正源解析估算结果的重要基础性工作,有机示踪物与不同大气氧化剂反应的氧化机理、氧化反应的相关影响因素等工作都有待进一步研究和讨论.

    (3)基于流动管反应器、大气烟雾箱等实验室模拟研究与实际大气环境仍存在一定差距,未来有机示踪物非均相氧化的外场观测实验将成为一项具有挑战性的工作.

    (4)如果未来能够确定某时刻气溶胶已在大气中所经历的停留时间,结合有机示踪物的衰减曲线,即能较好地对源解析的偏差进行校正,这将成为今后该领域的一个重要研究方向.

  • 图 1  文献筛选流程

    Figure 1.  Literature screening process

    图 2  关于微塑料与重金属吸附作用的已发表文献时间分布

    Figure 2.  Temporal distribution of published papers on the adsorption of heavy metals with MPs

    图 3  (a) 不同微塑料对同种重金属吸附量; (b) 同种微塑料对不同重金属吸附量;(c) 不同微塑料对不同重金属吸附量对比图

    Figure 3.  (a)The adsorption capacity for the same heavy metal with different MPs ; (b)The adsorption capacity for different heavy metals with the same MPs; (c) Comparison of adsorption capacity of different heavy metals with different MPs.

    图 4  新鲜微塑料与老化微塑料吸附量对比

    Figure 4.  Comparison of adsorption capacity of fresh MPs and aged MPs

    图 5  不同粒径微塑料对不同重金属吸附量对比

    Figure 5.  Comparison of adsorption capacity of heavy metals with MPs with different particle sizes

    图 6  不同环境下微塑料与重金属吸附量对比

    Figure 6.  Comparison of adsorption capacity of heavy metals with MPs in different environments

    表 1  重金属在微塑料上的吸附等温线和动力学模型

    Table 1.  Adsorption isotherms and kinetic models of heavy metals with MPs

    微塑料类型Type重金属类型Type吸附动力学模型Adsorption kinetics吸附等温线模型Adsorption isotherm参考文献Reference
    PS/PP/PEPVC/PETCd/Co/Cr/CuNi/Pb/ZnNMLangmuir[14]
    PECd/Co/CrCu/Ni/Pb/NMFreundlich/Langmuir[15]
    PS/PETCuPSOFreundlich[21]
    PEPb(Ⅱ)PSOFreundlich[26]
    PVC/PE/PSPbPSOPVC-Pb(Ⅱ): BETPS/PE-Pb(Ⅱ): Freundlich[33]
    PSPb/Cu/Cd/Ni/ZnNMFreundlich[38]
    PP/PE/PETCu/Cr/PbPSONM[48]
    PECrPFOLangmuir[56]
    PS/PVCCu/ZnPFONM[57]
    PECr/Cu/Ag/CdHg/Ni/Co/Pb/ZnPFONon-linear Langmuir, Freundlich[58]
      注: NM:未提及 Note: NM: Not Mentioned
    微塑料类型Type重金属类型Type吸附动力学模型Adsorption kinetics吸附等温线模型Adsorption isotherm参考文献Reference
    PS/PP/PEPVC/PETCd/Co/Cr/CuNi/Pb/ZnNMLangmuir[14]
    PECd/Co/CrCu/Ni/Pb/NMFreundlich/Langmuir[15]
    PS/PETCuPSOFreundlich[21]
    PEPb(Ⅱ)PSOFreundlich[26]
    PVC/PE/PSPbPSOPVC-Pb(Ⅱ): BETPS/PE-Pb(Ⅱ): Freundlich[33]
    PSPb/Cu/Cd/Ni/ZnNMFreundlich[38]
    PP/PE/PETCu/Cr/PbPSONM[48]
    PECrPFOLangmuir[56]
    PS/PVCCu/ZnPFONM[57]
    PECr/Cu/Ag/CdHg/Ni/Co/Pb/ZnPFONon-linear Langmuir, Freundlich[58]
      注: NM:未提及 Note: NM: Not Mentioned
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出版历程
  • 收稿日期:  2022-09-14
  • 录用日期:  2022-12-22
  • 刊出日期:  2023-03-27
叶宇航, 周润东, 于雪, 余苗苗, 卢学强. 水环境中微塑料对重金属的吸附及其影响因素[J]. 环境化学, 2023, 42(3): 822-831. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022091406
引用本文: 叶宇航, 周润东, 于雪, 余苗苗, 卢学强. 水环境中微塑料对重金属的吸附及其影响因素[J]. 环境化学, 2023, 42(3): 822-831. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022091406
YE Yuhang, ZHOU Rundong, YU Xue, YU Miaomiao, LU Xueqiang. Review on the adsorption of heavy metals with microplastics in water environment and its influencing factors[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(3): 822-831. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022091406
Citation: YE Yuhang, ZHOU Rundong, YU Xue, YU Miaomiao, LU Xueqiang. Review on the adsorption of heavy metals with microplastics in water environment and its influencing factors[J]. Environmental Chemistry, 2023, 42(3): 822-831. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2022091406

水环境中微塑料对重金属的吸附及其影响因素

    通讯作者: Tel: 022-23501117, E-mail: luxq@nankai.edu.cn
  • 1. 南开大学,环境科学与工程学院,天津,300350
  • 2. 天津市跨介质复合污染环境治理技术重点实验室,天津,300350
  • 3. 天津市环境生物地球化学循环调控技术国际联合研究中心,天津,300350
  • 4. 伦敦国王学院数学系,伦敦,WC2R 2LS
基金项目:
国家重点研发计划(2020YFC1909500)资助

摘要: 微塑料(microplastics,MPs)其自身是一种新兴污染物,且还可作为载体吸附重金属等其它污染物,对生态环境造成威胁. 本文以Web of Science核心数据库及Science Direct数据库作为数据源,搜集了2016—2022年间发表的有关微塑料对重金属吸附的文献,分析了不同环境条件下微塑料对重金属的吸附及其影响影响因素,还比较了室内实验结果与实际环境的差异. 结果表明,不同微塑料对重金属吸附量不同,其差异主要与微塑料官能团、结构,重金属水合离子半径等因素有关. 其中,聚苯乙烯(polystyrene,PS)较其它微塑料更易吸附重金属,而铅(Pb)则更易被微塑料吸附. 另外,微塑料老化程度、粒径大小以及盐度、pH值等因素也都会影响微塑料对重金属吸附. 研究还发现,真实水环境中微塑料对重金属的吸附量总体上小于室内实验结果,也就是说,室内实验往往高估了微塑料对重金属的吸附.

English Abstract

  • 塑料作为人类生活中不可或缺的一种材料,被广泛运用于各个行业[1]. 随之而来的,塑料对环境的污染也成为了亟待解决的热点问题[2]. 近年来,微塑料(microplastics,MPs) ,即尺寸小于5 mm的塑料碎片[3- 4],由于其在水环境中的普遍分布、对生物体的生物影响以及不可降解的特性而备受关注[5-6]. 微塑料由于其体积小、密度低的特点很容易在水体中扩散[7],湖泊、河口、海滩等地区都是微塑料聚集的重点地区[8-12] ,甚至在北极地区都有关于微塑料的报道[13]. 与大中型塑料相比,微塑料具有粒径小、比表面积大、疏水性强等特点[14-15],更易于吸附污染物质[16-17],并且将污染物转移到食物链中[18],最后到达人类体内[19],重金属就是典型污染物其中之一[20-21].

    重金属可以吸附到微塑料上[15, 22],其吸附量会受其自身物理化学特性影响,例如形态、比表面积、老化程度等[14-15, 23-26]. 并且塑料在制造过程中也会添加少量金属作为催化剂、颜料或者稳定剂[14]. 部分重金属作为一种可溶性有毒污染物[27],即使在低浓度下,也会对生物体造成伤害[25, 28]. 由于重金属离子和微塑料的毒性,重金属离子吸附到微塑料上可能会加剧两者对水生环境的潜在风险[23]. 重金属在微塑料上的吸附量也与其所处环境条件有关,例如pH值、盐度等[22]. Gao等通过室内实验与现场实验对比发现,现场实验中微塑料对重金属吸附量小于室内实验[29]. Holmes等发现,从海滩收集的微塑料颗粒中重金属浓度超过了当地河口沉积物中的浓度,这可能是由于塑料表面形成有机物及微生物,与重金属生成共沉淀导致的[30]. 真实水环境中微塑料对重金属吸附的影响因素远大于室内实验环境,这可能会导致两者的吸附量存在差异. 近年来,虽然关于微塑料对重金属吸附的研究越来越多,但是单个研究中,微塑料及涉及的重金属数量往往较少,考虑的影响因素也多局限在单一因素,较少有文章将多种微塑料/重金属、多种因素联系在一起进行综合比较. 此外,关于微塑料与重金属吸附作用的研究多集中于室内实验,也缺乏与真实水环境的对比.

    本文以Web of Science核心数据库及Science Direct数据库作为数据源,对不同环境条件下不同微塑料对于不同重金属的吸附及其影响因素进行综合对比分析,并且还对室内实验结果与实际环境的差异进行研究,旨在探究微塑料吸附重金属的主要影响因素以及室内实验结果能否用来评估实际水环境中的微塑料对重金属的吸附水平.

    • 本文搜集了2016—2022年期间发表的相关论文,数据库包括Web of Science(https://www.webofscience.com/wos/alldb/basic-search), Science Direct (https://www.sciencedirect.com/). 搜索关键词为“microplastics AND heavy metal AND adsorption” [31]. 参考《海水中微塑料的测定 傅里叶变换显微红外光谱法》(DB21/T 2751-2017),微塑料的搜索种类包括聚乙烯(polyethylene,PE)、聚丙烯(polypropylene, PP)、聚氯乙烯(polyvinyl chloride, PVC)、聚苯乙烯(polystyrene, PS)、聚氨酯(polyurethane, PU)、聚酰胺(nylon)、聚对苯二甲酸乙二脂(polyethylene terephthalate, PET);参考《海水水质标准》(GB3097-1997)和《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002),重金属的搜索种类包括铜(Cu)、铅(Pb)、锌(Zn)、镉(Cd)、铬(Cr). 从文献中直接提取出吸附动力学及吸附等温线模型、微塑料粒径及老化程度. 不同微塑料及重金属的最大吸附量(Qmax)主要通过Langmuir等温线分析或者通过GetData Graph Digitizer对图中数据进行提取. 文中将1.5IQR内的数据认定为有效数据,超过1.5IQR则认定为异常值.

    • 当样本量大于3时,纳入统计分析. 使用SPSS 26.0对组间数据进行单因素方差分析(ANOVA),若P<0.05,则表示差异显著. 本文采用Origin 2022b进行数据描述性分析以及箱线图、弦图的制作.

    • 共搜集到文献200篇,文献筛选流程见图1. 文献数量逐年递增(图2),说明该研究领域的研究热度也在逐年递增. 搜集到的文献中,室内实验文献共33篇,微塑料种类涉及PE、PET、PP、PVC、PS,重金属涉及Cu、Pb、Zn、Cd、Cr. 关于PS的论文有17篇, Pb的论文有19篇,说明PS与Pb是被研究的最多的微塑料和重金属,涉及Zn的研究最少,仅检索出4篇论文. 微塑料老化及粒径是关于微塑料对重金属吸附考虑最多的两个的因素,其中搜集到提及微塑料老化的文献有13篇,及微塑料粒径的文献共有33篇,粒径范围主要集中在0—2 mm. 关于真实水环境中微塑料吸附重金属的文献仅检索出6篇,远少于室内实验研究.

    • 图3(a)可以看出,对于Cu、Pb、Cr等3种重金属,PS对它们的亲和力最强,其次是PVC、PE、PP与PET. PS特有的苯环结构可能是导致其对重金属吸附能力强的主要原因[32]. PVC和PP中都含有钛,但是PVC的吸附性能高于PP,这说明微塑料对重金属的吸附量不仅仅受单一的特性影响,而是所有这些特性的组合决定了微塑料与重金属的吸附作用[14]. PET在生产过程中会添加保护其免受老化和生物定殖的添加剂,这会导致其对于Pb的吸附量最弱 [14]. 而不同微塑料对于Cd的吸附量由大到小的顺序为,PVC>PP>PS>PE. 与其它微塑料相比,PVC可以为Cd提供更多的吸附位点[32]. Cd在PE上的吸附机制归因于范德华力,而PS则为π-π相互作用. 吸附机制的不同可能是导致其吸附量差异的主要原因[33].

      图3(b)可以看出,针对不同重金属,PE、PS、PVC对Pb吸附量最大,PP对Pb的吸附量也相对较大,主要是因为在这些重金属中,Pb的水合离子半径最小[34],而对于等电荷金属的静电吸附,吸附亲和力与离子半径呈负相关. 尽管Cu的水合离子半径与Cd相似,但PS对Cu的吸附量比Cd高. 这一结果可以用Cu比Cd更强的络合能力来解释[34]. 而PVC的结晶度较小,更有利于其对Cd的吸附[32]. 对于PP,其对重金属的吸附量的大小顺序为Cd>Pb>Cu>Cr. 重金属在PP颗粒上的吸附主要集中在表面,此时PP对不同重金属的吸附机理可能是导致吸附量产生差异的主要原因[35].

      微塑料对重金属吸附量差异主要与微塑料官能团、结构,重金属水合离子半径等因素有关. 由图3(c)可以看出,PS较其它微塑料更易吸附重金属,而Pb则更容易被微塑料所吸附.

    • (1)微塑料老化 微塑料老化会改变微塑料表面性质而影响其对重金属的吸附行为,老化方式与老化程度的不同也对微塑料自身官能团、结构产生影响[36-38]. 老化微塑料对重金属的吸附量往往大于新鲜微塑料(图4). Hadiuzzaman等通过光降解的方式对PE进行人工老化,发现老化PE与新鲜PE相比,生成了新的含氧官能团,导致老化PE对Pb吸附量比新鲜PE高[36]. Li等发现老化后的PE比表面积增加,同时生成新的官能团,对Cr的吸附量比新鲜PE高[37]. 微塑料老化后,其表面存在更多的孔洞或裂缝,导致与重金属接触的表面积更大,吸收污染物的量提高[38]. Liu等通过对比PE与PP的老化过程,发现两者官能团生成顺序不同,这表明不同微塑料的老化机制存在差异[39]. 结合图3(a)发现,其实验结果中PE对于Cd的吸附数据偏高,该实验在PE老化时采用了长江水振荡老化18个月的方式,老化时间较长. 这表明老化微塑料对重金属的吸附量随着老化时间的延长而增加[38, 40]. Lin等通过FTIR观察到PP光化学老化过程中,羟基、羰基和乙烯基的形成,由此判断官能团的变化可以用来评价PP的老化程度[41]. Fan通过实验发现老化PP的zeta电位由老化前的-5.36mV下降至-9.52 mV,这也进一步促进了PP对Pb的吸附[42],但是在其实验结果中,老化PP对Pb吸附量达到1126 μg·g−1,远高于新鲜PP对Pb吸附量,通过实验条件对比发现,该实验中新鲜微塑料的吸附量在正常范围内,因此推断其老化方式是导致吸附量偏离正常值的主要原因[42]. Liu等也发现在老化过程中,与化学氧化作用相比,光老化起主要作用,这表明老化程度确实与老化方式有关[39]. PS塑料老化后吸附量中值略大于新鲜PS,但是总体吸附量与新鲜PS差异并不显著. Xi等实验发现,老化PS与原始PS相比,含氧官能团增多,对重金属吸附量增强[43]. 由此可以推测对于PS塑料来说,老化程度会影响其对重金属的吸附量,但是影响程度较小.

      自然环境中的微塑料老化增大了微塑料对于重金属的吸附作用,进而强化了微塑料作为重金属污染物的载体作用,从而加大了微塑料和重金属对生态环境的联合风险[44- 45].

      (2)微塑料粒径 不同粒径微塑料的比表面积不同,进而对重金属的吸附量也不同[29, 46]. 由图5可以看出,微塑料对重金属的吸附量总体趋势随粒径的增加而减小. Wang等通过对比3种不同粒径的PE对Cd的吸附量发现,粒径是决定Cd吸附到PE上的主要因素,较小的颗粒具有更大的比表面积和更多的吸附点位[46],从而导致粒径较小的微塑料对重金属吸附量更大. 而Zhou等研究中PE的粒径虽然大于Wang等采用的微塑料,但是由于其取自商业材料,表面较为粗糙,导致其吸附量更大[34]. Gao等比较了不同粒径的PP与重金属之间的亲和性,结果表明,随着PP粒径的增大,Pb、Cu、Cd在PP上的吸附量显著降低[29]. Shen等探究了PP对Pb吸附量,虽然粒径最小,但是其吸附量小于其它粒径微塑料,这可能是吸附实验中微塑料初始浓度太低所导致的[47]. 而当粒径小于0.5 mm时,PS对Pb的吸附量随粒径变化较为明显,通过条件对比发现,除了粒径,pH值与重金属初始浓度的不同也对两组微塑料对重金属的吸附量有一定的影响,进一步导致了吸附量的剧烈变化. 值得指出的是,在微塑料粒径较小时表现出的较大变动(图5b, 5c, 5f),本文由于样本量所限还无法确认并揭示其准确原因,但这一现象值得进一步探究. 粒径越小的微塑料越容易成为环境中重金属迁移的载体,被生物摄食并在体内积聚,进而表现出更高的毒性[48-50].

      (3)盐度 盐度对微塑料对重金属吸附的影响较为显著. 当盐度从5增加到35时,PS和PET颗粒对Cu的吸附量呈小幅下降趋势. 盐度的增加会破坏吸附剂的电荷平衡,中和吸附剂的表面电荷,从而抑制静电作用[51]. Barus等研究了PS在不同盐度下对Pb、Zn和Cu等3种金属的吸附量,其吸附量均随盐度的增加而降低[22]. 当盐度增加时,微塑料不仅会与重金属相互作用,还会与其它离子相互作用. 海水中Na、Ca、Mg等离子的浓度增加,导致电解质离子的竞争效应[15, 40]. 随着离子强度增加到一定水平,特别是较高浓度的Na离子可能会激烈竞争微塑料表面的阳离子交换位点,进一步抑制重金属和微塑料相互作用,导致吸附量下降. 此外,Ho等发现,在一定盐度条件下,Ca对Pb的抑制作用远大于Na,可能的原因是Ca和Pb具有相同的价态,因此阻止了Pb与微塑料有限活性位点的结合[52].

      (4)pH值 微塑料对重金属的吸附会受pH影响. Holmes等研究发现,PE对Cd、Co、Ni和Pb的吸附量随着pH值的增加而增加,但对Cr的吸附量降低[30]. 随着pH从2.0增加到6.0,Pb在不同微塑料上的吸附均增加. 在Pb吸附到微塑料上的过程中,溶液 pH 影响溶液中 Pb物种的分布和微塑料的表面性质. 该现象可归因于带负电的微塑料与带正电的Pb之间的静电吸引力. pH值的增加会加速重金属在微塑料中的吸附过程[15, 24]. 值得注意的是由于气候变化的影响,海水pH值总体呈现酸化趋势 [53-54],海水酸化总体上不利于微塑料对于重金属的吸附,一定程度上削弱了微塑料对于重金属的携带和运输作用.

    • 微塑料对重金属的吸附动力学模拟模型主要有Pseudo-first order model(PFO)模型、Pseudo-second order(PSO)模型,而PSO模型往往有更好的模拟结果[33, 48, 55]表1),这表明吸附过程不仅包括污染物吸附到微塑料上的不同位点,还涉及多重吸附,传质和离子扩散等不同阶段[59]. 通过绘制qtt1/2的关系图可以发现,重金属在微塑料上的吸附是一个多阶段的过程[26, 33]. 在吸附的第一阶段,微塑料表面暴露出外部活性位点,吸附主要以液膜扩散为主,吸附速度快. 到了第二阶段,重金属从液膜缓慢扩散到微塑料孔隙中,颗粒内扩散在这一阶段起关键作用[48]. 最后,通过小孔扩散的第三阶段,随后达到吸附/解吸动态平衡状态. 因此,这意味着颗粒内扩散和最终平衡过程是重金属吸附到微塑料上的限速步骤.

      Freundlich模型、Langmuir模型与Brunauer-Emmett-Teller(BET)模型,都能较好地拟合微塑料与重金属吸附等温线. Freundlich模型表明吸附过程发生在微塑料的异质表面,涉及单层和多层吸附[21, 38],往往为物理吸附,重金属通过弱键吸附在微塑料上,并在微塑料表面形成一层薄膜[60]. 该模型适用于较多微塑料与重金属吸附场景,可以很好的拟合PVC对Pb的吸附[33],同时也适用于PE对Cr的吸附[56]. Langmuir等温线模型通常用于描述单层吸附. 该模型假设吸附剂表面是均匀的,并且表面上的所有吸附位点具有相同的吸附物亲和力[61]. Godoy同时使用Freundlich与Langmuir模型对5种不同的微塑料与重金属进行拟合,结果Langmuir模型具有更好的相关系数. BET等温线模型是从Langmuir等温线模型扩展得出的多层吸附系统的一种特殊形式[61]. 该模型多用于液固平衡系统,能较好的拟合PS与PE对Pb的吸附过程[33].

    • 图6可知,真实水环境中和室内实验条件下微塑料均呈现出对重金属的富集作用,但真实水环境中微塑料对重金属的吸附量小于室内实验中微塑料对重金属的吸附. 造成这一结果的原因可能有以下几点:

      第一,真实水环境中微塑料及重金属浓度与室内实验条件有较大差异. Wang等研究发现,随着微塑料浓度的增加,微塑料对重金属的吸附量显著增加,当微塑料浓度从1.0 g·L−1增加到5.0 g·L−1时,微塑料对Cu的吸附量从40.3 µg·g−1增加到了55.1 µg·g-1[25]. 但是随着微塑料浓度的持续增加,微塑料表面的空白吸附点数量增加,导致微塑料的单位吸附容量下降[55]. 室内实验中,微塑料与重金属浓度通常维持在在10—100 g·L−1、1—20 mg·L−1之间,而真实水环境中微塑料与重金属浓度要远低于该区间. 室内实验中微塑料与重金属的浓度范围跨度较大,这也导致了微塑料对重金属的吸附量数据离散程度大于真实水环境. 同时,真实水环境中微塑料对重金属的吸附行为并不明显,这也可能是真实水环境中重金属环境浓度较低导致.

      第二,环境中存在悬浮颗粒物. 除了微塑料,重金属还会与水中的其它颗粒物共存,并且它们对重金属有较高的亲和力[62]. Qi等比较了悬浮颗粒物、沉积物以及微塑料对Pb的吸附作用,结果表明,在中性条件下,这三者之间对Pb都存在竞争性吸附[63]. 悬浮颗粒物与沉积物对重金属的吸附量大于微塑料[6465],这说明微塑料在水环境中作为重金属载体的功能与悬浮颗粒物、沉积物相比较弱,很难对环境产生重大影响[66].

      第三,真实水环境中有多种重金属离子共存. Gao发现,Cu、Pb、Cd共存的混合溶液的吸附容量低于单一金属溶液的吸附容量. 由于3种金属离子的存在,金属离子在微塑料表面的吸附是竞争的[29]. 微塑料可以从Cu和Cd共存的溶液中选择性吸附Cu和Cd,但重金属离子会在微塑料表面竞争活性吸附位点. Shen通过共存离子实验也发现,Cu的存在会干扰Pb的吸附[47]. 同时,当混合重金属溶液浓度较低时,共存体系的存在对吸附行为影响较小. 随着重金属溶液浓度的增加,微塑料对重金属的吸附才开始受到抑制[35].

      第四,真实水环境中溶液介质与室内实验环境有差异. 不同环境水体也会对吸附产生影响,在废水和灌溉水中,有机物的存在增加了塑料对Pb和Cr的吸附. Fu等发现以雨水为溶液介质,微塑料对重金属的吸附量高于纯水,这主要是由于雨水中存在有机物,会影响吸附过程,提高吸附效率[67]. 而海水中盐度和pH值的共同作用有时会增加微塑料对重金属的吸附,有时会减少微塑料对重金属的吸附,这可能是由于阳离子之间对微塑料吸附位点的竞争所致[14].

    • (1)不同微塑料对不同重金属的吸附量不同,微塑料官能团、结构,重金属水合离子半径等是影响其吸附量的主要因素. 其中,PS较其它微塑料更易吸附重金属,而Pb则更容易被微塑料吸附. 另外,微塑料老化程度、粒径大小以及盐度、pH值等因素也都会影响微塑料对重金属吸附.

      (2)在一般情况下,重金属与微塑料的吸附动力学模型可以用PSO模型进行很好的解释,而吸附等温线模型需要由微塑料与重金属类型共同决定.

      (3)真实水环境中微塑料颗粒对重金属的吸附量小于室内实验结果,其主要原因为:微塑料与悬浮颗粒物以及各种重金属之间均存在竞争吸附,不同溶液介质pH值、盐度、有机物均存在差异,室内实验中微塑料与重金属的浓度设置远高于实际环境.

    参考文献 (67)

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