2020, Vol. 41
2. 青岛农业大学生命科学学院, 青岛 266109
2. College of Life Sciences, Qingdao Agricultural University, Qingdao 266109, China
塑料在各行业中大量使用的同时, 塑料废弃物也给生态环境带来了不可避免的危害[1~3].目前有5万亿多块塑料碎片漂浮在海洋中, 重量超过26万t, 每年给海洋生态系统造成高达130亿美元的经济损失[4].塑料废弃物在环境中通过物理化学和生物过程会进一步裂解破碎成毫米、微米甚至纳米大小的小颗粒.近年来, 微塑料(粒径 < 5 mm)在环境中的富集和迁移受到了人们越来越多的关注[5].有研究表明, 到目前为止, 在湖泊、河流、海洋和湿地, 甚至在人类活动稀少的北极, 都发现了大量微塑料的存在[6~10].
环境中的微塑料颗粒可分为初生微塑料和次生微塑料两类.初生微塑料是指一些工业添加剂、洗涤剂或护肤品中粒径 < 5 mm的塑料微珠.次生微塑料是较大的塑料颗粒在外力作用下不断老化, 分解成粒径 < 5 mm的塑料颗粒[11].这些降解而成的次生微塑料受到海水洗涤、紫外线照射等环境因素的影响, 可能会改变这些微塑料的表面结构和含氧官能团, 从而改变它们吸附海水中有机污染物的行为和机制[12].有研究表明, 老化微塑料对环丙沙星和土霉素等有机污染物以及Cu2+和Zn2+等金属离子的吸附能力高于未老化微塑料[13~15], 表明微塑料老化后可能会对其吸附过程产生影响.但是不同有机污染物的性质差异较大, 如元素组成、分子结构和亲/疏水性等, 特别是微塑料吸附有机物的主要影响因素之一是两者的疏水性.此外, 老化可能使微塑料表面的性质产生变化, 进而可能影响其对有机物的吸附.已有研究中, 关于新制微塑料对疏水性不同的有机物吸附的研究较多[16~18], 开展了老化微塑料对部分亲水性较强的有机物吸附的研究, 但关于新制与老化微塑料对疏水性较强的有机物的研究和比较较为薄弱.
多溴联苯醚(Polybrominated diphenyl ethers, PBDEs)是海洋中常见的一种疏水性较强的持久性有机污染物, 主要作为添加型阻燃剂加入到多种产品中, 由于与产品基质的分子间缺少化学键, PBDEs易从产品中释放进入环境, 并不断在海洋环境和生物中累积[19~21].有研究指出, 由于持久性和生物累积性, 导致PBDEs已在多种环境介质和生物体中被检出[22, 23].微塑料作为一种高疏水性的物质, 可以富集疏水性有机污染物并在食物链中迁移[24~26].Wardrop等[27]的研究表明鱼类通过摄食微塑料从而吸收了吸附在微塑料上的PBDEs, 并发现由于微塑料颗粒种类的不同, 鱼类对PBDEs的富集量也不同.因此, 微塑料对PBDEs的吸附研究是了解微塑料富集PBDEs并在环境和生物体中迁移的关键.
因此, 本文以聚乙烯(polyethylene, PE)和聚苯乙烯(polystyrene, PS)作为吸附剂, 采用海水中含量较高的2, 2′, 4, 4′-四溴联苯醚(BDE-47)作为吸附质的代表, 利用多种吸附动力学模型和吸附等温模型, 研究了新制和老化微塑料对BDE-47的吸附的差异, 探究了不同环境因素, 包括盐度和溶解性有机质, 对新制和老化微塑料吸附BDE-47的影响, 并通过扫描电镜、红外光谱和X射线衍线等分析探讨导致吸附差异的机制.
1 材料与方法 1.1 吸附材料BDE-47(50 μg·mL-1)购自于美国AccuStandard公司, 用甲醇将BDE-47溶液稀释, 配制成质量浓度为0.5 μg·mL-1的BDE-47储备液.新制的聚乙烯和聚苯乙烯微塑料购自东莞兴旺塑料有限公司, 颗粒平均粒径为4 mm.新制微塑料用去离子水冲洗后, 室温干燥保存.老化微塑料是在紫外线灯(功率：2×15W;波长：254 nm; 紫外线强度：44 μW·cm-2)下照射90 d, 每24 h摇匀一次, 确保照射均匀.老化后的微塑料用去离子水洗净, 室温干燥, 放入干净的储存袋中备用.
1.2 实验仪器采用傅里叶变换衰减全反射红外光谱法(ATR-FT-IR, Nicolet iS50, Thermo Scientific, USA)对实验所用微塑料进行表面官能团的分析, 采用冷场扫描电镜(S-4800, Hatachi Ltd., Japan)对微塑料的微观表面结构进行表征, 用X射线衍射仪(XRD, D8 Advance, Bruker, Germany)分析不同颗粒的结晶度.
1.3 吸附实验在吸附动力学实验中, 将0.5 g微塑料颗粒和30 mL水放入三角瓶中, 加入120 μL BDE-47储备液.将三角瓶置于水浴摇床中避光振荡(转速150 r·min-1), 分别于5、10、30、60、120、240、480、1 440和2 880 min测定吸附量.在吸附等温实验中, 将BDE-47的质量浓度分别设置为0.2、0.4、0.6、0.8和1.0 ng·mL-1, 将三角瓶在恒温振荡器(转速150 r·min-1)上振荡4 h后测定吸附量.为了评估盐度和溶解性有机质对吸附的影响, 使用NaCl将溶液盐度调整为0.5%、1%、2%和3.5%.以腐殖酸为溶解性有机质的代表, 设置腐殖酸的质量浓度为5、10、15、20和25 mg·L-1.在50 mL三角形瓶中进行吸附实验, 所有吸附实验均重复3次, 在室温(25℃)的黑暗环境中同时进行.
吸附实验结束后, 用孔径1 mm的纱布将微塑料颗粒与水溶液分离, 将微塑料颗粒冷冻干燥后, 转移到50 mL的三角瓶中.用20 mL二氯甲烷超声提取20 min, 重复提取3次, 并将提取液进行合并.提取液浓缩后用正己烷定容至1.0 mL待测.
1.4 PBDEs的测定使用配备电子捕获检测器的安捷伦6890N气相色谱仪(GC)测定微塑料吸附BDE-47的量.气相色谱检测器为电子捕获检测器, 色谱条件为：HP-5色谱柱; 进样口温度310℃; 程序升温150℃, 保持1 min, 40℃·min-1升至250℃, 再10℃·min-1升到300℃, 保持7 min; 进样体积为1 μL, 不分流进样.
1.5 吸附模型及数据处理吸附动力学分别用一级动力学模型、二级动力学模型和颗粒扩散模型对实验数据进行拟合, 分别见方程式(1)~(3).
|
(1) |
|
(2) |
|
(3) |
式中, qt为t时的吸附量(ng·g-1); qe为平衡吸附量(ng·g-1); t为时间(min); k1为一级动力学模型速率常数(min-1); k2为二级动力学模型速率常数[ng·(g·min)-1]; ki内扩散模型速率常数.
吸附等温线分别用Linear模型、Langmuir模型和Freundlich模型对数据进行拟合, 分别见方程式(4)~(6).
|
(4) |
|
(5) |
|
(6) |
式中, qe为平衡吸附量(ng·g-1); ce为液相中污染物的平衡质量浓度(ng·mL-1); kd为线性分配系数; t为时间(min); KL为Langmuir等温模型常数(dm3·mg-1); qm为Langmuir最大单层覆盖容量(ng·g-1); KF为Freundlich等温线常数[(ng·g-1)·(dm3·g-1)], 与吸附能力有关; nf为内扩散模型速率常数.
|
采用Origin 2018对吸附动力学和吸附等温线进行了拟合并计算了参数.采用SPSS 23进行方差分析(LSD检验).
2 结果与讨论 2.1 微塑料的表征新制和老化微塑料的扫描电镜图如图 1所示, 与新制PE相比, 老化PE的表面变的较粗糙, 产生了细小的裂纹和孔隙.相比于PS, 老化PS表面产生了大量的颗粒状凸起和凹痕, 并在表面出现了大量的微孔结构.Arnold等[28]的研究表明, PS聚合物表面的非晶态区域很容易产生开口结构并生成裂痕.
|
(a)新制PE; (b)老化PE; (e)新制PS; (d)老化PS 图 1 新制PE和老化PE以及新制PS和老化PS的SEM图 Fig. 1 SEM image of virgin and aged PE, and virgin and aged PS |
新制和老化微塑料的XRD光谱图如图 2所示.老化后PE的结晶峰强度与新制PE相比没有显著变化, 因此老化PE的晶体结构几乎没有发生变化.但是PS不同, 与新制PS相比, 老化PS的晶体衍射峰明显变大[图 2(d)], 表明PS经过紫外灯老化之后, 其表面的晶体结构发生了较大的变化.
|
(a)PE的XRD光谱; (b)PE的XRD光谱中的选定区域; (c)PS的XRD光谐; (d)PS的XRD光谱中的选定区域 图 2 新制PE和老化PE以及新制PS和老化PS的XRD光谱 Fig. 2 XRD patterns of virgin and aged PE, and virgin and aged PS |
两种微塑料表面基团的变化如图 3所示, 两种微塑料颗粒在紫外灯下老化90 d之后, 老化PE的光谱在3 351、1 680和1 080 cm-1处出现了新制PE中没有的特征峰, 根据FTIR数据库, 该峰值分别来自于—OH、—COOH和C—O的拉伸特征峰, 这表明在老化PE的表面发生了的官能团氧化.与PE相似, 老化PS在3 300、1 250和1 450 cm-1的波数下出现了—OH、C—O和C—OH的拉伸特征峰, 而这些峰在新制PS上也是没有检测到.此外, 老化PS在1 640~1 820 cm-1波数之间观察到了可能是羧基、酯和γ-内酯的峰值.因此, 老化后两种微塑料的表面含氧官能团的出现表明微塑料老化是其表面氧化的结果[12, 13].
|
图 3 新制PE和老化PE以及新制PS和老化PS的FTIR光谱 Fig. 3 FTIR spectra of virgin and aged PE, and virgin and aged PS |
两种微塑料的吸附动力学曲线如图 4和图 5所示.老化PE与新制PE的平衡吸附量分别为3.72 ng·g-1和3.76 ng·g-1, 两者对于BDE-47的平衡吸附量并无显著差异[P>0.05, 图 4(a)], 表明紫外光照射对BDE-47在PE上的吸附影响不大.与PE相比, 老化和新制PS对于BDE-47的吸附量差异较大, 老化PS表现出了更低的平衡吸附容量(图 5), 为3.46 ng·g-1, 而新制PS的平衡吸附量是6.04 ng·g-1, 是老化PS的1.74倍.这可能是由于紫外光老化使PS的表面含氧官能团增多[图 3(b)], 增加了颗粒表面的极性[12], 减少了BDE-47与PS表面的作用力, 导致对非极性有机物BDE-47的吸附能力降低.
|
(a)PE的吸附动力学曲线; ( b)PE的吸附动力学曲线的选定区域 图 4 BDE-47在新制PE和老化PE上的吸附动力学 Fig. 4 Sorption kinetics of BDE-47 on virgin PE and aged PE |
|
图 5 BDE-47在新制PS和老化PS上的吸附动力学 Fig. 5 Sorption kinetics of BDE-47 on virgin PS and aged PS |
一级动力学和二级动力学模型对微塑料吸附BDE-47的动力学分析如表 1所示.一级动力学模型计算的R2较低(0.114 0~0.534 3), 且拟合参数与实际吸附量相比相差较大.二级动力学的拟合度较好(R2>0.999), 且拟合参数qe与实际平衡吸附量相比较接近, 表明二级动力学模型包含的外液膜扩散、表面吸附和颗粒内部扩散等吸附过程可能会影响BDE-47在微塑料上的吸附[13].
|
表 1 BDE-47的吸附动力学拟合参数 Table 1 Fitting parameters for sorption kinetics of BDE-47 |
为了明确BDE-47在两种微塑料上的吸附机制, 采用颗粒扩散模型对动力学数据进行了拟合, 如图 6(a)所示, BDE-47在新制与老化PE上的吸附过程都分为3个阶段.第一阶段为表面的多相吸附, 即吸附质通过疏水分配作用、共价键力和范德华力等吸附在微塑料表面; 第二阶段为外液膜扩散, 吸附质缓慢地从外液膜扩散到了微孔内; 第三阶段达到吸附平衡[17].这说明新制与老化PE的主要吸附模式为表面吸附和外液膜扩散.与PE相比, 新制与老化PS的吸附过程分为两个阶段[图 6(b)], 即在第一阶段的表面吸附后达到平衡, 这说明表面吸附是影响BDE-47在PS上吸附的主要机制.
|
图 6 颗粒扩散模型对新制PE和老化PE以及新制PS和老化PS的拟合 Fig. 6 Intraparticle diffusion model of virgin and aged PE, and virgin and aged PS |
采用Langmuir、Freudlich和Linear模型对吸附等温线进行了拟合分析, 如图 7和表 2所示.通过对比3种模型的R2表明, Freudlich模型和Linear模型都可以较好地拟合BDE-47在新制和老化PE和PS上的吸附, 而采用Langmuir模型对两种新制的微塑料的拟合度较差, 而对两种老化的微塑料的拟合度较好.这可能是由于老化微塑料表面的含氧官能团与水分子之间生成氢键, 降低了表面吸附位点的可利用性, 难以在同一位置形成多层吸附层[12~14].
|
图 7 BDE-47在新制PE和老化PE以及新制PS和老化PS上的吸附等温线 Fig. 7 Sorption isotherms of BDE-47 on virgin and aged PE, and virgin and aged PS |
|
|
表 2 BDE-47的吸附等温线拟合参数 Table 2 Fitting parameters for sorption isotherms of BDE-47 |
Linear模型是通过对其吸附等温线进行线性化拟合, 从而分析其吸附原理[29].新制和老化PS的吸附等温线是非线性的, 而新制和老化PE的吸附等温线更趋近于线性, 这种差异可能与微塑料本身聚合物的性质有关[30].根据聚合物的玻璃化转化温度可以将聚合物分为高弹态聚合物和玻璃态聚合物[31].PE是一种亚甲基链的高弹态聚合物, 这种聚合物的吸附等温线往往呈线性, 它的主要吸附模式为吸附分配到其聚合物本身而不是仅仅吸附到表面, 而PS在常温下是一种玻璃态聚合物, 这种聚合物的主要吸附模式是以表面吸附为主[30].随着BDE-47质量浓度的增高, PS表面的吸附位点逐渐减少, 使吸附效率降低, 从而呈现出非线性的吸附等温线.
Freundlich模型是一个基于吸附过程发生在吸附剂的非均匀表面的假设, 它适用于单层和多层吸附[29].相比于Langmuir模型和Linear模型, Freundlich模型对于新制和老化的两种微塑料(PE和PS)的拟合度最好(R2>0.9), 表明新制和老化微塑料对于BDE-47的吸附均表现为多相多层的不均匀吸附过程, 这是由于微塑料表面的吸附位点以及活性基团的分布不均匀造成的[29].参数nf可以用来描述吸附剂表面的非均质性和吸附趋势[29].nf值越接近于0, 代表微塑料表面的非均质性越强.本研究中老化PS的nf值最低(0.491 3), 说明老化PS非均质性更强, 表面有更多的不均匀结构.两种老化微塑料的nf值明显低于其对应的新制微塑料, 说明微塑料在老化后其表面会产生一定的孔隙和裂痕, 导致其非均质性增加.同时, 本研究中新制和老化PE和PS的nf值都低于1, 这说明随着溶液中BDE-47质量浓度的增加, 其在微塑料表面的吸附趋势会降低.而新制PE和PS的nf值明显大于老化PE和PS, 表明微塑料在老化后其表面的高能吸附位点减少, 导致其吸附趋势降低.
2.4 环境因素如图 8(a)所示, 不同盐度条件下, 新制和老化PE、PS对于BDE-47的吸附量几乎没有变化, 表明溶液盐度的改变对微塑料的吸附量影响不大.Tourinho等[32]指出有机物与微塑料之间的吸附作用主要受表面吸附主导, 离子之间的静电相互作用影响较小.Zakrajšek等[33]认为分子中具有氢键的有机物的吸附过程是通过分子内氢键介导的, 所以溶液中离子浓度的改变对吸附量的影响不大.微塑料老化之后, 其表面形貌发生了一定的变化, 但其与BDE-47的吸附过程仍主要受表面吸附为主.因此, 盐度的改变对于老化PE和PS吸附BDE-47的影响也不大.
|
图 8 盐度和腐殖酸对BDE-47在PE和PS上吸附的影响 Fig. 8 Effect of salinity and humic acid on sorption of BDE-47 on PE and PS |
溶解性有机质腐殖酸的存在对新制和老化微塑料吸附BDE-47的影响如图 8(b)所示.随着腐殖酸质量浓度的增加, BDE-47在微塑料上的吸附量都有所下降, 表明腐殖酸的存在对BDE-47的吸附有负面影响.Zhao等[34]的研究表明, 吸附质在微塑料上的吸附过程主要受分子筛和表面覆盖为主.因此, 腐殖酸分子作为大分子可以优先覆盖在微塑料表面, 从而抑制BDE-47在微塑料表面吸附位点上的吸附.Seidensticker等[31]的研究发现, 腐殖酸含有丰富的官能团, 并可能会与水中的有机物发生一定作用, 从而减少有机物在微塑料表面的吸附.因此腐殖酸的存在可以与微塑料以及BDE-47发生相互作用, 从而降低BDE-47在新老微塑料上的吸附.
2.5 微塑料对BDE-47的吸附机制在水环境中, 微塑料是一些有机污染物的载体并携带有机污染物在水环境中不断地迁移.不同材料的微塑料对于污染物的吸附方式以及吸附量不同, 且这些微塑料颗粒在环境中不断地老化会影响其对污染物的吸附量[12, 14, 35].因此, 不同微塑料之间以及新制和老化微塑料之间对有机污染物的吸附机制也存在差异.
有研究表明, 微塑料与有机污染物之间主要受两者之间的疏水分配作用影响[18, 30].除此之外, 微塑料与有机污染物之间可能会产生其他的作用力.Yamate等[36]的研究发现, 塑料聚合物与含苯环的化合物之间会产生一种CH/π相互作用的弱氢键.此外, 卤原子与苯环之间的卤键作用[13]以及苯环之间的π-π共轭作用[30]等对微塑料与有机污染物之间的吸附也有一定的影响.由颗粒内扩散模型(图 6)得知, PE对BDE-47的吸附主要为表面吸附和外液膜扩散.PE微塑料与BDE-47之间的相互作用力如图 9(a)所示, BDE-47一部分通过氢键作用吸附在PE表面, 另一部分通过外液膜扩散到其聚合物本身.PS的主要吸附模式是表面吸附, 但PS与BDE-47之间可能出现多种相互作用, 如图 9(b)所示, BDE-47可以通过氢键的相互作用吸附在其表面, PS上的苯环也可以作为供电子基团与含有卤素(Br)的BDE-47之间产生特定的卤键作用[13], 还可以与含有苯环的BDE-47之间产生π-π共轭作用[30].有研究表明, PS与芳香族有机物之间的π-π共轭作用和疏水分配作用是影响其吸附量的主要原因[12, 30].因此, 本研究中PS对BDE-47的平衡吸附量高于PE.
|
图 9 微塑料与BDE-47之间的相互作用力 Fig. 9 Interaction between microplastics and BDE-47 |
新制与老化微塑料之间对BDE-47吸附的差异也是由众多因素引起的.Feldman[37]的研究表明, 光氧化导致聚合物表面产生的羰基是其主要的降解过程.老化PS对BDE-47吸附量的减少可能是由于聚合物表面含氧官能团的出现引起的[12~14].羰基指数可以用来表示聚合物表面的氧化程度[37].Hüffer等[12]在使用人工紫外光对聚苯乙烯进行了老化, 96 h后其羰基指数从0.36增加到了1.61.本研究中, 老化之后PS的羰基指数从0.72增加到了2.98, 说明了老化后的微塑料表面产生了大量的氧化基团.由图 3(b)所知, 老化PS后表面产生了—OH、C—O和C—OH等含氧官能团, 使颗粒表面的极性增加, 因此, BDE-47作为弱极性有机物的吸附能力可能会降低.同时, 含氧官能团的增多会使微塑料表面与周围的水分子之间生成氢键, 使水中的疏水性有机污染物很难取代水分子而被微塑料吸附, 从而降低了微塑料表面吸附位点的可利用性[14].此外, 疏水性是影响微塑料与有机物之间相互作用的重要因素[12~14], 微塑料在经过老化后, 表面含氧官能团的出现降低了微塑料表面的疏水性, 减少了与BDE-47之间的疏水性分配作用, 从而减少了BDE-47吸附量.而在老化PE的红外光谱上也观察到了含氧官能团的出现[图 3(a)], 老化后PE的羰基指数从0.15增加到了0.23, 而BDE-47在老化PE的平衡吸附量却与新制PE差异不大, 因此微塑料表面氧化不是影响其吸附量的唯一因素.由颗粒内扩散模型可知, BDE-47在PE上的吸附受表面吸附和外液膜扩散的影响, 因此BDE-47不仅仅吸附到PE表面, 还受外液膜扩散作用通过微孔分配到微孔内.PE在老化后可能会产生更多的微孔[图 1(a)], 可能增加了外液膜扩散作用, 从而抵消了表面氧化对吸附的影响.
此外, 微塑料的结晶度对于其吸附污染物也具有很大的影响.Hüffer等[12]的研究表明, 微塑料的表面晶体结构会在老化过程中发生变化, 主要表现在发生氧化作用表层的结晶度增加.Velzeboer等[18]的研究表明, 塑料颗粒对于有机污染物的吸附主要发生在聚合物的非晶态结构, 因此, 微塑料结晶度的增加会减少其对有机物的吸附量.通过计算结晶度可知, 老化PE和新制PE结晶度分别为79.02%和78.81%, 两者没有明显差异; 而PS老化后, 结晶度从62.4%增加到了66.8%, 导致老化PS的吸附量降低, 因此微塑料的结晶度也影响着其对BDE-47的吸附.
3 结论(1) 吸附动力学研究表明, 新制与老化PE的主要吸附模式为表面吸附和外液膜扩散, 新制与老化PS主要受表面吸附影响.等温吸附研究表明, Freudlich模型的拟合度最好, 新制和老化微塑料对于BDE-47的吸附均表现为多相多层的不均匀吸附过程.
(2) 盐度对BDE-47在新老微塑料上的吸附影响不大, 但溶解性有机质的存在会降低新老微塑料对BDE-47的吸附.
(3) BDE-47在新制和老化的PE和PS上吸附量的顺序为：新制PS>新制PE≈老化PE>老化PS.老化PE与新制PE相比, 对BDE-47的平衡吸附量没有明显变化.结晶度和表面含氧官能团的增加, 导致老化PS的平衡吸附量比新制PS降低.与新制PE相比, 除了疏水分配作用与氢键作用之外, 新制PS与BDE-47之间还存在卤键作用以及π-π共轭作用, 导致其对BDE-47的平衡吸附量大于新制PE.
| [1] |
邓义祥, 雷坤, 安立会, 等. 我国塑料垃圾和微塑料污染源头控制对策[J]. 中国科学院院刊, 2018, 33(10): 1042-1051. Deng Y X, Lei K, An L H, et al. Countermeasurces on control of plastic litter and microplastic pollution[J]. Bulletin of the Chinese Academy of Sciences, 2018, 33(10): 1042-1051. |
| [2] | Derraik J G B. The pollution of the marine environment by plastic debris:a review[J]. Marine Pollution Bulletin, 2002, 44(9): 842-852. DOI:10.1016/S0025-326X(02)00220-5 |
| [3] | Foekema E M, de Gruijter C, Mergia M T, et al. Plastic in north sea fish[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(15): 8818-8824. |
| [4] | Eriksen M, Lebreton L C M, Carson H S, et al. Plastic pollution in the world's oceans:more than 5 trillion plastic pieces weighing over 250, 000 tons afloat at sea[J]. PLoS One, 2014, 9(12): e111913. DOI:10.1371/journal.pone.0111913 |
| [5] | Endo S, Takizawa R, Okuda K, et al. Concentration of polychlorinated biphenyls (PCBs) in beached resin pellets:variability among individual particles and regional differences[J]. Marine Pollution Bulletin, 2005, 50(10): 1103-1114. DOI:10.1016/j.marpolbul.2005.04.030 |
| [6] | Santana M F M, Moreira F T, Turra A. Trophic transference of microplastics under a low exposure scenario:insights on the likelihood of particle cascading along marine food-webs[J]. Marine Pollution Bulletin, 2017, 121(1-2): 154-159. DOI:10.1016/j.marpolbul.2017.05.061 |
| [7] |
朱晓桐, 衣俊, 强丽媛, 等. 长江口潮滩表层沉积物中微塑料的分布及沉降特点[J]. 环境科学, 2018, 39(5): 2067-2074. Zhu X T, Yi J, Qiang L Y, et al. Distribution and settlement of microplastics in the surface sediment of Yangtze Estuary[J]. Environmental Science, 2018, 39(5): 2067-2074. |
| [8] | Eerkes-Medrano D, Thompson R C, Aldridge D C. Microplastics in freshwater systems:a review of the emerging threats, identification of knowledge gaps and prioritisation of research needs[J]. Water Research, 2015, 75: 63-82. DOI:10.1016/j.watres.2015.02.012 |
| [9] |
刘启明, 梁海涛, 锡桂莉, 等. 厦门湾海滩微塑料污染特征[J]. 环境科学, 2019, 40(3): 1217-1221. Liu Q M, Liang H T, Xi G L, et al. Microplastic pollution of the beaches in Xiamen Bay, China[J]. Environmental Science, 2019, 40(3): 1217-1221. |
| [10] |
刘淑丽, 简敏菲, 周隆胤, 等. 鄱阳湖湿地候鸟栖息地微塑料污染特征[J]. 环境科学, 2019, 40(6): 2639-2646. Liu S L, Jian M F, Zhou L Y, et al. Pollution characteristics of microplastics in migratory bird habitats located within Poyang lake wetlands[J]. Environmental Science, 2019, 40(6): 2639-2646. |
| [11] | Barnes D K A, Galgani F, Thompson R C, et al. Accumulation and fragmentation of plastic debris in global environments[J]. Philosophical Transactions of the Royal Society B:Biological Sciences, 2009, 364(1526): 1985-1998. DOI:10.1098/rstb.2008.0205 |
| [12] | Hüffer T, Weniger A K, Hofmann T. Sorption of organic compounds by aged polystyrene microplastic particles[J]. Environmental Pollution, 2018, 236: 218-225. DOI:10.1016/j.envpol.2018.01.022 |
| [13] | Liu G Z, Zhu Z L, Yang Y X, et al. Sorption behavior and mechanism of hydrophilic organic chemicals to virgin and aged microplastics in freshwater and seawater[J]. Environmental Pollution, 2019, 246: 26-33. DOI:10.1016/j.envpol.2018.11.100 |
| [14] | Zhang H B, Wang J Q, Zhou B Y, et al. Enhanced adsorption of oxytetracycline to weathered microplastic polystyrene:kinetics, isotherms and influencing factors[J]. Environmental Pollution, 2018, 243: 1550-1557. DOI:10.1016/j.envpol.2018.09.122 |
| [15] | Wang Q J, Zhang Y, Wangjin X Y, et al. The adsorption behavior of metals in aqueous solution by microplastics effected by UV radiation[J]. Journal of Environmental Sciences, 2020, 87: 272-280. DOI:10.1016/j.jes.2019.07.006 |
| [16] |
陈守益, 郭学涛, 庞敬文. 微塑料对泰乐菌素的吸附动力学与热力学[J]. 中国环境科学, 2018, 38(5): 1905-1912. Chen S Y, Guo X T, Pang J W. Sorption kinetics and thermodynamics study of tylosin by microplastics[J]. China Environmental Science, 2018, 38(5): 1905-1912. |
| [17] | Wang W F, Wang J. Comparative evaluation of sorption kinetics and isotherms of pyrene onto microplastics[J]. Chemosphere, 2018, 193: 567-573. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.11.078 |
| [18] | Velzeboer I, Kwadijk C J A F, Koelmans A A. Strong sorption of PCBs to nanoplastics, microplastics, carbon nanotubes, and fullerenes[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(9): 4869-4876. |
| [19] | Rahman F, Langford K H, Scrimshaw M D, et al. Polybrominated diphenyl ether (PBDE) flame retardants[J]. Science of the Total Environment, 2001, 275(1-3): 1-17. DOI:10.1016/S0048-9697(01)00852-X |
| [20] |
赵高峰, 周怀东, 杜苗, 等. 海河流域14条河流表层沉积物中多溴联苯醚的分布特征[J]. 环境科学, 2011, 32(7): 2069-2073. Zhao G F, Zhou H D, Du M, et al. PBDEs in sediments from 14 principal tributaries of Haihe River and their potential risk[J]. Environmental Science, 2011, 32(7): 2069-2073. |
| [21] |
李昆, 赵高峰, 周怀东, 等. 三峡库区主要支流表层沉积物多溴联苯醚的分布特征[J]. 环境科学, 2013, 34(6): 2198-2204. Li K, Zhao G F, Zhou H D, et al. Distribution characteristics of PBDEs in surface sediment from the Three Gorges reservoir of Yangtze River[J]. Environmental Science, 2013, 34(6): 2198-2204. |
| [22] |
田奇昌, 唐洪波, 夏丹, 等. 长江中游沉积物中多溴联苯醚的污染特征及风险评价[J]. 环境科学, 2015, 36(12): 4479-4485. Tian Q C, Tang H B, Xia D, et al. Pollution characteristics and risk assessment of polybrominated diphenyl ethers in the surface sediments from middle reaches of the Yangtze River[J]. Environmental Science, 2015, 36(12): 4479-4485. |
| [23] | Kwon J H, Chang S, Hong S H, et al. Microplastics as a vector of hydrophobic contaminants:importance of hydrophobic additives[J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2017, 13(3): 494-499. DOI:10.1002/ieam.1906 |
| [24] | Ding J N, Zhang S S, Razanajatovo R M, et al. Accumulation, tissue distribution, and biochemical effects of polystyrene microplastics in the freshwater fish red tilapia (Oreochromis niloticus)[J]. Environmental Pollution, 2018, 238: 1-9. DOI:10.1016/j.envpol.2018.03.001 |
| [25] | Green D S, Boots B, O'Connor N E, et al. Microplastics affect the ecological functioning of an important biogenic habitat[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(1): 68-77. |
| [26] |
黄福义, 杨凯, 张子兴, 等. 微塑料对河口沉积物抗生素抗性基因的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2234-2239. Huang F Y, Yang K, Zhang Z X, et al. Effects of microplastics on antibiotic resistance genes in estuarine sediments[J]. Environmental Science, 2019, 40(5): 2234-2239. |
| [27] | Wardrop P, Shimeta J, Nugegoda D, et al. Chemical pollutants sorbed to ingested microbeads from personal care products accumulate in fish[J]. Environmental Science & Technology, 2016, 50(7): 4037-4044. |
| [28] | Arnold J C. The influence of liquid uptake on environmental stress cracking of glassy polymers[J]. Materials Science and Engineering:A, 1995, 197(1): 119-124. DOI:10.1016/0921-5093(94)09759-3 |
| [29] | Foo K Y, Hameed B H. Insights into the modeling of adsorption isotherm systems[J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 156(1): 2-10. DOI:10.1016/j.cej.2009.09.013 |
| [30] | Hüffer T, Hofmann T. Sorption of non-polar organic compounds by micro-sized plastic particles in aqueous solution[J]. Environmental Pollution, 2016, 214: 194-201. DOI:10.1016/j.envpol.2016.04.018 |
| [31] | Seidensticker S, Zarfl C, Cirpka O A, et al. Shift in mass transfer of wastewater contaminants from microplastics in the presence of dissolved substances[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(21): 12254-12263. |
| [32] | Tourinho P S, Kočí V, Loureiro S, et al. Partitioning of chemical contaminants to microplastics:sorption mechanisms, environmental distribution and effects on toxicity and bioaccumulation[J]. Environmental Pollution, 2019, 252: 1246-1256. DOI:10.1016/j.envpol.2019.06.030 |
| [33] | Zakrajšek N. Influence of inorganic salts on the adsorption of cationically modified starch to fibers[J]. Food and Nutrition Sciences, 2014, 5(3): 245-249. DOI:10.4236/fns.2014.53030 |
| [34] | Zhao J, Wang Z Y, Zhao Q, et al. Adsorption of phenanthrene on multilayer graphene as affected by surfactant and exfoliation[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 48(1): 331-339. |
| [35] |
张凯娜, 李嘉, 李晓强, 等. 微塑料表面土霉素的吸附-解吸机制与动力学过程[J]. 环境化学, 2017, 36(12): 2531-2540. Zhang K N, Li J, Li X Q, et al. Mechanisms and kinetics of oxytetracycline adsorption-desorption onto microplastics[J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(12): 2531-2540. |
| [36] | Yamate T, Kumazawa K, Suzuki H, et al. CH/π interactions for macroscopic interfacial adhesion design[J]. ACS Macro Letters, 2016, 5(7): 858-861. DOI:10.1021/acsmacrolett.6b00265 |
| [37] | Feldman D. Polymer weathering:photo-oxidation[J]. Journal of Polymers and the Environment, 2002, 10(4): 163-173. DOI:10.1023/A:1021148205366 |