微米級聚苯乙烯對銅的吸附特性

付東東,張瓊潔,范正權(quán),祁懷源,王澤正,彭麗成

微米級聚苯乙烯對銅的吸附特性

付東東,張瓊潔,范正權(quán),祁懷源,王澤正,彭麗成*

(海南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院,海南 ?？?570228)

以銅為目標(biāo)污染物,系統(tǒng)地研究了微米級聚苯乙烯(PS)微塑料對溶液中銅離子的吸附能力.測定了吸附時間、銅離子濃度、PS濃度、粒徑以及共存離子對吸附量的影響.結(jié)果表明: 0.5μm PS比6.0μm PS吸附能力強(qiáng),飽和吸附量分別達(dá)到(0.1638±0.0204)和(0.1091±0.0133)mg/mg;吸附在720min后達(dá)到平衡,吸附動力學(xué)可用偽二級動力學(xué)模型和Elovich模型較好地擬合(2分別為0.929、0.904和0.866、0.885);吸附等溫線可用Freundlich模型和Langmuir模型很好地擬合(2分別為0.974、0.976和0.966、0.977).此外,隨銅離子濃度的增加,PS吸附量增加,但吸附速率減小;而隨PS濃度的增加,吸附量減小,吸附速率增加;當(dāng)溶液中存在其他離子時, PS對銅的吸附量增加.本文中微米級PS對銅的吸附行為研究結(jié)果,可為深入探究海洋中微塑料吸附銅的環(huán)境行為及其對污染物遷移的影響提供理論基礎(chǔ).

微塑料；聚苯乙烯(PS)；吸附；銅

重金屬是河口和海灣、港口和碼頭等人為影響較高的水環(huán)境中典型污染物之一[1],其來源廣泛,主要來自金屬防污涂料、工業(yè)廢料和燃料燃燒[2-3].海洋環(huán)境中過量的重金屬會影響水生動物的活動和繁殖.此外,進(jìn)入人體的重金屬很難隨新陳代謝排出體外而在體內(nèi)逐漸富集,威脅人體健康[4-5].

當(dāng)前,塑料的大規(guī)模使用使大量塑料垃圾進(jìn)入自然環(huán)境[6],進(jìn)入環(huán)境的塑料垃圾在紫外線、洋流、微生物等的作用下逐漸破碎成小于5mm的微塑料顆粒.此外,研究表明污水處理廠也是微塑料進(jìn)入水環(huán)境的一個重要途徑[7],白濛雨等[8]的研究結(jié)果表明污水廠出水中微塑料含量為1456億n/d.微塑料作為一種新型污染物廣泛存在于水環(huán)境中,其中海灣和河口的微塑料富集度很高[9-10].微塑料具有穩(wěn)定性和持久性,其可在環(huán)境中存在幾百年甚至幾千年[11].此外,微塑料的顆粒尺寸小,比表面積大,疏水性強(qiáng)等特殊性質(zhì)[12],使其更容易吸附環(huán)境中的重金屬等污染物[13-14].負(fù)載污染物的微塑料在外界驅(qū)動力作用下隨洋流漂移到海洋環(huán)境的各個角落,最終進(jìn)入大洋環(huán)流或匯集到海底沉積物中[15-17].在遷移過程中,負(fù)載污染物的微塑料被浮游動物吞食[18],隨食物鏈傳遞,逐級威海海洋生物[19-20],最終威脅人類健康[21].

目前微塑料污染及其生態(tài)毒理效應(yīng)已經(jīng)引起全球各界的廣泛關(guān)注,關(guān)于微塑料表面吸附污染物的研究主要針對持久性有機(jī)物(POPs),如Wang等[22]研究了疏水性有機(jī)污染物芘在PS微塑料上有較強(qiáng)的分配行為.陳守益等[23]研究表明微塑料(聚氯乙烯和聚乙烯)對泰樂菌素有一定的吸附能力.目前國內(nèi)外學(xué)者對微塑料吸附重金屬的研究相對較少,Karen等[13]和Angelo等的研究表明環(huán)境中的微塑料(聚乙烯)表面易富集重金屬,其中Angelo等在英格蘭西南部海灘收集的微塑料表面重金屬的濃度比當(dāng)?shù)睾涌诔练e物中重金屬的濃度(100~400μg/g)高[24].

近幾年,關(guān)于環(huán)境中微塑料污染分布研究結(jié)果表明,微塑料的粒徑范圍較大,從幾十μm至5mm不等[25-26],且近期有研究報道了海洋環(huán)境中納米塑料的發(fā)現(xiàn)[27].目前,微塑料對污染物的吸附行為研究主要針對粒徑為2~5mm的微塑料[28-29],而針對粒徑更小的微塑料甚至納米塑料對重金屬的吸附行為及其影響因素的研究目前還沒有報道.此外,PS微塑料是海洋環(huán)境中檢測到的主要微塑料類型之一[30],其在近海養(yǎng)殖區(qū)及沙質(zhì)海灘區(qū)的豐度較高[31-32],但關(guān)于PS吸附重金屬的研究鮮有報道.因此本文研究微米級PS吸附銅離子的能力,進(jìn)一步明確銅離子在微米級PS微塑料上的吸附特性,為進(jìn)一步分析小粒徑微塑料吸附銅的環(huán)境行為及其對污染物遷移的影響提供理論基礎(chǔ).

1 材料與方法

1.1 試驗材料

重金屬等離子標(biāo)準(zhǔn)溶液(Cu2+; 1000μg/mL (10%HCl)),購買于國家鋼鐵材料測試中心鋼鐵研究總院);硝酸銅(分析純,山東西亞化學(xué)股份有限公司); PS微塑料(0.5μm和6.0μm,購于美國Polysciences公司),恒溫震蕩培養(yǎng)箱(NRV-211,上海南榮實驗室設(shè)備有限公司);火焰原子吸收分光光度計(iCE3000,賽默飛世爾科(上海)有限公司);優(yōu)普系列超純水機(jī)(UPH-I-10T,成都超純科技有限公司).掃描電鏡(SEM)(日本HITACHI公司,S-3000N型掃描電子顯微鏡).吸附試驗在對重金屬親和力最低的聚乙烯離心管中進(jìn)行[33].

1.2 試驗方法

1.2.1 吸附動力學(xué)實驗 取定量PS (0.5, 6.0μm)分別置于50mL聚乙烯離心管中,使其濃度為1mg/L.加入30mL濃度為0.5mg/L的Cu2+標(biāo)準(zhǔn)使用液.本實驗的濃度設(shè)置遠(yuǎn)遠(yuǎn)超過開放海水中重金屬銅的濃度,主要參考了受污染的近海水域、海底沉積物以及微塑料遷移過程中可能經(jīng)歷的海洋微層(SML,海面最上層的1~1000μm,即大氣與海洋的邊界層界面,重金屬的濃度比下層的大部分水體中的濃度高500倍[22])等環(huán)境中較高濃度的重金屬情況.將離心管置于恒溫震蕩培養(yǎng)箱中恒溫(25±1)℃、160r/min條件下震蕩1440min,分別在第30, 60, 90, 120, 150, 180, 300, 420, 540, 720, 900, 1080, 1440min,過0.22μm濾膜過濾溶液,分析溶液中Cu2+的濃度,設(shè)置3組平行.

1.2.2 吸附等溫線實驗 取定量PS (0.5, 6.0μm)于50mL聚乙烯離心管中,加入30mL濃度梯度為0.2, 0.5,1.0,1.5,2.0,3.0mg/L的Cu2+標(biāo)準(zhǔn)使用液,恒溫(25± 1)℃、160r/min條件下震蕩720min,用0.22μm濾膜過濾溶液,分析溶液中Cu2+的濃度,設(shè)置3組平行.

1.2.3 共存離子實驗 海水中有大量陰陽離子,為了研究海洋環(huán)境中共存離子對PS微塑料吸附銅的能力的影響,對比PS微塑料在純水和人工模擬海水不同背景溶液體系中對銅離子的吸附量.人工模擬海水的成分為26.5g/L NaCl+24g/L MgCl2+0.73g/L KCl+3.3g/L MgSO4+0.2g/L NaHCO3+1.1g/L CaCl2+ 0.28g/L NaBr.分別用去離子水和模擬海水配制濃度為0.5mg/L的Cu2+標(biāo)準(zhǔn)使用液,取定量PS (0.5和6.0μm)分別置于50mL聚乙烯離心管中,使其濃度為1mg/L.加入30mL濃度為0.5mg/L的Cu2+標(biāo)準(zhǔn)使用液.恒溫(25±1)℃、160r/min條件下震蕩720min,用0.22μm濾膜過濾溶液,分析溶液中Cu2+的濃度,設(shè)置3組平行.此外,防污漆與海水的長期接觸會導(dǎo)致銅、鋅浸出而在海洋環(huán)境中共存,本文用去離子水配制濃度均為0.5mg/L的Cu2+和Zn2+二元重金屬標(biāo)準(zhǔn)使用液,研究了單一鋅離子共存(排除海水中其他離子共存)對PS吸附銅的影響,實驗中其它操作同海水成分共存離子實驗.

1.3 吸附模型擬合

1.3.1 吸附動力學(xué)模型 采用偽二級動力學(xué)模型、顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型和Elovich模型對微塑料PS上銅離子的吸附過程進(jìn)行擬合,模型表達(dá)式如下所示:

PSO(偽二級動力學(xué)):

Elivich模型:Q=+ln(3)

式中:i為擴(kuò)散速率常數(shù), mg/(mg·min)-1/2;2為偽二級動力學(xué)方程的反應(yīng)速率常數(shù), mg/(mg·min);為與吸附劑厚度和邊界相關(guān)的常數(shù), mg/mg;Q和e分別為時刻的吸附量和吸附平衡時的吸附量, mg/mg;為吸附初始速度相關(guān)常數(shù),為吸附活化能相關(guān)常數(shù),為吸附時間, min.

1.3.2 吸附等溫線模型 采用Freundlich模型、Langmuir模型和Henry模型對吸附等溫線數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,擬合方程如下(4)、(5)和(6)所示:

Henry模型:e=de(6)

式中:e為吸附平衡時的吸附量, mg/mg;e為平衡液中重金屬銅的濃度, mg/L;F為是與吸附劑容量和吸附強(qiáng)度有關(guān)的常數(shù),(L/mg)1/n,與重金屬吸附速率成正相關(guān);為Freundlich方程常數(shù),無量綱,其大小反應(yīng)吸附質(zhì)與吸附劑之間的親和力;L是吸附常數(shù), L/mg;m是重金屬銅的最大吸附量, mg/mg;d是污染物在固相和液相中的先行分配系數(shù), L/min.

2 結(jié)果與討論

2.1 2種粒徑PS的表征

2種粒徑PS微塑料的掃描電鏡結(jié)果如圖1所示,本研究使用球狀的PS初級微塑料,表面簡潔而光滑,顆粒大小均勻.由于0.5μm PS微塑料粒徑過小,在相同放大倍數(shù)下單一顆粒不能清晰可見.此外,PS的表面紋理結(jié)構(gòu)及孔隙大小均不能清晰可見.

圖1 2種粒徑PS的SEM (′8500)

2.2 吸附動力學(xué)

如圖2所示, 2種粒徑的PS對銅的吸附過程呈現(xiàn)相似趨勢,均為先快速后慢速最終趨于動態(tài)平衡.銅在PS顆粒上的吸附過程主要分為3個階段:吸附開始180min內(nèi),是快速吸附過程, 0.5和6.0μm PS的累計吸附量分別達(dá)到飽和吸附量的93.29%和85.04%.從180min之后,為慢速吸附過程,吸附速率逐漸減小,在720min后基本達(dá)到動態(tài)吸附平衡.粒徑0.5和6.0μm PS的飽和吸附量分別為(0.1638 ± 0.0204)和(0.1091 ± 0.0133) mg/mg,可見0.5μm PS的吸附能力大于6.0μm PS.此研究表明,微塑料的粒徑對銅離子的吸附量影響顯著,由于微塑料的比表面積隨顆粒直徑的增大而減小[29],因此0.5μm PS具有較大的比表面積,微孔孔隙較多,其顆粒表面的吸附位點較多,相對應(yīng)的吸附容量也隨之較大,從而對Cu2+吸附能力更強(qiáng).

采用3種吸附動力學(xué)模型對PS吸附銅離子的吸附動力學(xué)特征進(jìn)行擬合,擬合參數(shù)如表1所示.偽二級動力學(xué)模型擬合效果較好,相關(guān)系數(shù)較高,其次是Elovich模型和顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型.這表明PS吸附重金屬銅的過程是由PS表面的功能活性位點主導(dǎo)的多反應(yīng)機(jī)制混雜的復(fù)雜過程,其中包括外部液膜擴(kuò)散、顆粒內(nèi)擴(kuò)散、表面吸附和分配作用等[34-35],同時也說明此吸附過程以化學(xué)吸附為主.此外,對比偽二級動力學(xué)模型中的平衡吸附量(e)可知,擬合值接近實際平衡時的吸附量,表明了偽二級動力學(xué)模型能很好的描述PS對銅的吸附動力學(xué)過程.這說明PS對銅的吸附速率受化學(xué)吸附機(jī)理的影響,可能和吸附劑與吸附質(zhì)之間的電子共用和電子轉(zhuǎn)移有關(guān)[36-37].此外, Elovich模型的擬合效果雖不及偽二級動力學(xué),但相關(guān)系數(shù)較高,亦能較好地解釋PS吸附銅呈現(xiàn)的先快速后緩慢最后平衡的過程.顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型適用于描述多孔介質(zhì)的孔道對整個吸附過程的貢獻(xiàn)量.由模型擬合結(jié)果可知,顆粒內(nèi)擴(kuò)散模型的大于0,即銅在PS表面的擴(kuò)散不能成為吸附過程的主要控制步驟,而是由液膜擴(kuò)散、孔道擴(kuò)散等多個過程控制其吸附速率[34].

圖2 銅離子在2種粒徑PS上的吸附動力學(xué)

表1 PS吸附Cu2+的動力學(xué)模型擬合參數(shù)

2.3 吸附等溫線

吸附等溫線是評價吸附劑的吸附容量及其與吸附質(zhì)之間相互作用機(jī)制的重要指標(biāo).如圖3所示,銅在2種不同粒徑PS上的吸附等溫線為非線性關(guān)系.隨溶液中銅離子濃度的增加, PS表面的銅吸附量呈遞增趨勢,但吸附速率呈遞減趨勢,吸附效率見表2.此結(jié)果可能是由于PS顆粒對銅的吸附存在定位關(guān)系,即在較低銅濃度溶液中PS表面暴露的吸附位點相對較多,而隨著銅濃度的增加, Cu2+占據(jù)的吸附位點增加,當(dāng)超過PS表面可吸附位點時,主要發(fā)生在PS表面的吸附則接近飽和,從而影響后續(xù)的吸附速率[38].

此外,結(jié)果顯示當(dāng)銅離子濃度相同, PS濃度為0.1mg/L時的吸附量明顯大于濃度為1.0和10.0mg/L.如圖4所示,在顯微鏡下(400×)觀察濃度分別為0.1, 1.0和10.0mg/L的0.5μm PS和6.0μm PS發(fā)現(xiàn),10.0mg/L的6.0μm PS出現(xiàn)了微塑料團(tuán)聚現(xiàn)象.因此,在高濃度情況下,疏水性較強(qiáng)的PS顆粒間可能會發(fā)生疏水作用,導(dǎo)致PS微塑料分子之間容易發(fā)生團(tuán)聚,且隨著PS顆粒的聚集,粒徑增大,比表面積減小,使得吸附量減小.

圖4 2種粒徑PS在3種濃度下的顯微圖(×400)

a-1, 0.5μm,10.0mg/L; a-2, 6.0μm,10.0mg/L; b-1, 0.5μm, 1.0mg/L; b-2, 6.0μm, 1.0mg/L; c-1, 0.5μm, 0.1mg/L; c-2, 6.0μm, 0.1mg/L

如表2所示, Freundlich模型、Langmuir模型和Henry模型均能較好地擬合PS對銅的等溫吸附過程.其中, Freundlich模型擬合效果最好,擬合相關(guān)系數(shù)為0.97~0.99. Freundlich模型常用于描述非均勻非線性吸附,本研究結(jié)果說明PS表面的吸附位點、活性基團(tuán)分布不均勻[39],且PS在銅溶液中的吸附是由靜電反應(yīng)參與的多分子層化學(xué)吸附[23].模型擬合中的值代表吸附強(qiáng)度,由表2可知,值大于1,即等溫曲線為L型等溫線, PS對銅的吸附受其濃度的影響,在較低銅濃度下PS與銅具有更好的親和力,而在高濃度下則親和力降低[40-41].且隨PS濃度的增加,值增大,說明PS對銅吸附的非線性減弱,可能是由于PS微塑料濃度升高導(dǎo)致分子之間發(fā)生團(tuán)聚,從而導(dǎo)致疏水性增強(qiáng),因此對銅的吸附能力減弱[42].F值的大小反應(yīng)吸附劑的吸附能力,由表2可知,隨著PS濃度的增加,F值在減小,表明其吸附能力逐漸減弱.相同PS濃度下的F,0.5μm>F,6.0μm亦表明了0.5μm PS對Cu2+的吸附能力強(qiáng)于6.0μm PS. Langmuir模型擬合結(jié)果較好,擬合相關(guān)系數(shù)為0.96~0.98,說明PS可均勻吸附銅離子,但當(dāng)PS表面的活性位點吸附Cu2+后則不再具有持續(xù)吸附的活性[35].此外, Langmuir模型擬合的最大吸附量m顯示,在相同PS濃度下m,0.5μm>m,6.0μm,這與吸附動力學(xué)試驗中0.5μm PS的平衡吸附量大于6.0 μm PS的平衡吸附量結(jié)果一致,亦證明了0.5μm PS對Cu2+的吸附能力強(qiáng)于6.0μm PS.

表2 PS吸附Cu2+的等溫線模型擬合參數(shù)

圖5 模擬海水中的共存離子對PS吸附銅離子的影響

2.4 共存離子對PS吸附Cu2+的影響

本研究測定了海水中其他共存離子對Cu2+在2種粒徑的PS (0.5和6μm)上的吸附情況,結(jié)果如圖5所示.結(jié)果表明,海水中大量陰陽離子的存在使2種粒徑的PS對銅離子的吸附量顯著增加,說明PS對銅離子有特定的選擇吸附性,而對人工模擬海水中的其它共存離子的吸附能力差.單一Zn2+與Cu2+共存實驗中PS吸附Cu2+的影響結(jié)果如圖6所示, Zn2+的共存促進(jìn)了2種粒徑PS對Cu2+的吸附,吸附量均大于單一Cu2+溶液中的吸附量.這可能因為銅是過渡區(qū)金屬元素,具有非惰性氣體構(gòu)型的電子層結(jié)構(gòu)[43],在單一Cu2+水溶液中易形成水合離子[Cu(H2O)4]2+,從而抑制了Cu2+與PS的結(jié)合.此外,在共存離子溶液中,化學(xué)性質(zhì)活潑的Zn2+水解生成堿性不溶鹽[Zn(OH)(H2O)3]NO3,抑制Cu2+水解,使游離態(tài)的Cu2+增多.由圖6可知, Zn2+共存使PS對Cu2+的吸附速率增加,吸附容量增大,與2.3中Cu2+濃度增加吸附容量增大的結(jié)果相一致,因此Zn2+共存促進(jìn)了2種粒徑PS對Cu2+的吸附.

3 結(jié)論

3.1 2種粒徑的PS對銅均有一定的吸附能力, 偽二級動力學(xué)模型和Elovich模型能較好的描述PS微塑料對銅的吸附動力學(xué),在前180min內(nèi)的吸附速率最快,大約在720min后達(dá)到吸附動態(tài)平衡,且0.5μm PS的吸附能力強(qiáng)于6.0μm PS,飽和吸附量分別為(0.1638±0.0204)和(0.1091±0.0133) mg/mg; Freundlich模型和Langmuir模型能很好地擬合吸附等溫線,在一定范圍的銅離子濃度內(nèi)(0.2~3.0mg/L),隨著銅離子濃度的增加, PS對銅離子的吸附量也增加,但吸附速率逐漸降低.

3.2 高濃度PS出現(xiàn)團(tuán)聚現(xiàn)象, PS的團(tuán)聚減小了PS對銅離子的吸附量,在一定銅離子濃度下, PS濃度為0.1mg/L時對銅離子的吸附量明顯大于PS濃度為1.0和10.0mg/L時對的吸附量.

3.3 多元離子共存時, PS存在選擇性吸附;鋅離子共存影響PS對銅離子的吸附性能,促進(jìn)了PS對Cu2+的吸附.

[1] Almeida E, Diamantino T C, Sousa O D, et al. Marine paints: The particular case of antifouling paints [J]. Progress in Organic Coatings, 2007,59(1):2-20.

[2] Deheyn D D, Latz M I, et al. Bioavailability of metals along a contamination gradient in San Diego Bay (California, USA) [J]. Chemosphere, 2006,63(5):818-834.

[3] Brennecke D, Duarte B, Paiva F, et al. Microplastics as vector for heavy metal contamination from the marine environment [J]. Estuarine Coastal & Shelf Science, 2016,178:189-195.

[4] Kumar S. Appraisal of heavy metal concentration in selected vegetables exposed to different degrees of pollution in Agra, India [J]. Environmental Monitoring & Assessment, 2013,185(3):2683-2690.

[5] Pandey R, Shubhashish K and Pandey J. Dietary intake of pollutant aerosols via vegetables influenced by atmospheric deposition and wastewater irrigation [J]. Ecotoxicology & Environmental Safety, 2012,76(2):200-208.

[6] Plasticseurope. Plastics-the Facts 2018, An analysis of European plastics production, demand and waste data [Z]. 2019.

[7] 許 霞,侯青桐,薛銀剛,等.污水廠中微塑料的污染及遷移特征研究進(jìn)展 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(11):395-402. Xu X, Hou Q T, Xue Y G, et al. Research progress on the transference and pollution characteristics of microplastics in wastewater treatment plants [J]. China Environmental Science, 2018,38(11):395-402.

[8] 白濛雨,趙世燁,彭谷雨,等.城市污水處理過程中微塑料賦存特征[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(5):1734-1743. Bai M Y, Zhao S Y, Peng G Y, et al. Occurrence, characteristics of microplastic during urban sewage treatment process [J]. China Environmental Science, 2018,38(11):395-402.

[9] Mark Anthony B, Phillip C, Niven S J, et al. Accumulation of microplastic on shorelines woldwide: sources and sinks [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(21):9175-9179.

[10] 徐 沛,彭谷雨,朱禮鑫,等.長江口微塑料時空分布及風(fēng)險評價 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2019,39(5):2071-2077. Xu P, Peng G Y, Zhu L X, et al. Spatial-temporal distribution and pollution load of microplastics in the Changjiang Estuary. [J]. China Environmental Science, 2019,39(5):2071-2077.

[11] Gewert B, Plassmann M M, Macleod M. Pathways for degradation of plastic polymers floating in the marine environment [J]. Environ Sci Process Impacts, 2015,17(9):1513-1521.

[12] Hüffer T and Hofmann T. Sorption of non-polar organic compounds by micro-sized plastic particles in aqueous solution [J]. Environmental Pollution, 2016,214:194-201.

[13] Ashton K, Holmes L and Turner A. Association of metals with plastic production pellets in the marine environment [J]. Marine Pollution Bulletin, 2010,60(11):2050-2055.

[14] Rochman C M, Eunha H, Hentschel B T, et al. Long-term field measurement of sorption of organic contaminants to five types of plastic pellets: implications for plastic marine debris [J]. Environmental Science & Technology, 2013,47(3):1646-1654.

[15] Kara Lavender L, Morét-Ferguson S E, Goodwin D S, et al. Distribution of surface plastic debris in the eastern Pacific Ocean from an 11-year data set [J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(9):4732-4738.

[16] Thompson R C, Ylva O, Mitchell R P, et al. Lost at sea: where is all the plastic? [J]. Science, 2004,304(5672):838.

[17] Cauwenberghe L V, Vanreusel A, Mees J, et al. Microplastic pollution in deep-sea sediments [J]. Environmental Pollution, 2013,182(6): 495-499.

[18] 周 倩,章海波,李 遠(yuǎn),等.海岸環(huán)境中微塑料污染及其生態(tài)效應(yīng)研究進(jìn)展 [J]. 科學(xué)通報, 2015,60(33):3210-3220. Zhou Q, Zhang H B, Li Y, et al. Progress on microplastics pollution and its ecological effects in the coastal environment [J]. Science China Press, 2015,60(33):3210-3220.

[19] Julia H M, Lars G, Angela K H, et al. Fate of microplastics in the marine isopod Idotea emarginata [J]. Environmental Science & Technology, 2014,48(22):13451.

[20] Farrell P and Nelson K. Trophic level transfer of microplastic:(.) to(.) [J]. Environmental Pollution, 2013,177(4):1-3.

[21] Christopher M F, Olaf P J, Sherri A M, et al. High-levels of microplastic pollution in a large, remote, mountain lake [J]. Marine pollution bulletin, 2014,85(1):156-163.

[22] Wang W F, Wang J. Comparative evaluation of sorption kinetics and isotherms of pyrene onto microplastics [J]. Chemosphere, 2017,193: 567-573.

[23] 陳守益,郭學(xué)濤,龐敬文.微塑料對泰樂菌素的吸附動力學(xué)與熱力學(xué) [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,5(38):1905-1912. Chen S Y, Guo X T, Pang J W, Sorption kinetics and thermodynamics study of tylosin by microplastics [J]. China Environmental Science, 2018,5(38):1905-1912.

[24] Holmes L A, Turner A, Thompson R C. Adsorption of trace metals to plastic resin pellets in the marine environment [J]. Environmental Pollution, 2012,160(1):42-48.

[25] Zhu L, Bai H, Chen B, et al. Microplastic pollution in North Yellow Sea, China: Observations on occurrence, distribution and identification [J]. Science of the Total Environment, 2018,636:20-29.

[26] Mai L, Bao L J, Shi L, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons affiliated with microplastics in surface waters of Bohai and Huanghai Seas, China [J]. Environmental Pollution, 2018,241:834-840.

[27] Ter H A, Jeanneau L, Martignac M, et al. Nanoplastic in the North Atlantic Subtropical Gyre [J]. Environmental Science & Technology, 2017,51(23):13689-13697.

[28] Holmes, Luke A, Turner, et al. Interactions between trace metals and plastic production pellets under estuarine conditions [J]. Marine Chemistry, 2014,167:25-32.

[29] 高豐蕾,李景喜,孫承君,等.微塑料富集金屬鉛元素的能力與特征分析 [J]. 分析測試學(xué)報, 2017,36(8):1018-1022. Gao F L, Li J X, Sun C J, et al. Analysis on ability and characteristics of microplastics to enrich metal lead [J]. Journal of Instrumental Analysis, 2017,36(8):1018-1022.

[30] 王佳佳,趙娜娜,李金惠.中國海洋微塑料污染現(xiàn)狀與防治建議 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2019,39(7):3056-3063. Wang J J, Zhao N N, Li J H. Current situation of marine microplastics pollution and prevention proposals in China [J]. China Environmental Science, 2019,39(7):3056-3063.

[31] Peng Z, Chuguang H, Hongda F, et al. The abundance, composition and sources of marine debris in coastal seawaters or beaches around the northern South China Sea (China) [J]. Marine Pollution Bulletin, 2011,62(9):1998-2007.

[32] Qian Z, Zhang H, Fu C, et al. The distribution and morphology of microplastics in coastal soils adjacent to the Bohai Sea and the Yellow Sea [J]. Geoderma, 2018,322:201-208.

[33] Batley G E and Gardner D. Sampling and storage of natural waters for trace metal analysis [J]. Water Research, 1977,11(9):745-756.

[34] Inyang M I, Gao B, Ying Y, et al. A review of biochar as a low-cost adsorbent for aqueous heavy metal removal [J]. Critical Reviews in Environmental Science & Technology, 2016,46(4):406-433.

[35] 李 橋,高嶼濤.生物質(zhì)炭對水中重金屬吸附研究進(jìn)展 [J]. 低碳世界, 2016,8(22):13-15. Li Q, Gao Y T. Research progress on heavy metal adsorption by biomass charcoal in water [J]. Low Carbon World, 2016,8(22):13-15.

[36] Peng B, Chen L, Que C, et al. Adsorption of Antibiotics on Graphene and Biochar in Aqueous Solutions Induced by π-π Interactions [J]. Scientific Reports, 2016,6(31920):1-10.

[37] 顏 鈺,王子瑩,金 潔,等.不同生物質(zhì)來源和熱解溫度條件下制備的生物炭對菲的吸附行為 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2014,33(9): 1810-1816. Yan Y, Wang Z Y, Jin J, et al. Phenanthrene adsorption on biochars produced from different biomass materials at two temperatures [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2014,33(9):1810-1816.

[38] 常紅攀.新型聚氨酯—硫醚泡塑的制備及其用于水中重金屬離子的吸附研究 [D]. 成都:成都理工大學(xué), 2012. Chang H P. Studies on the Synthesis of Polythioether-polyurethane Foam and Application of Treating Heavy Metal in Water [D]. Chengdu: Chengdu University of Technology, 2012.

[39] Li W C and Wong M H. A comparative study on tetracycline sorption by Pachydictyon coriaceum and Sargassumhemiphyllum [J]. International Journal of Environmental Science & Technology, 2015, 12(8):2731-2740.

[40] Hinz C. Description of sorption data with isotherm equations [J]. Geoderma, 2001,99(3/4):225-243.

[41] Doretto K M, Peruchi L M and Rath S. Sorption and desorption of sulfadimethoxine, sulfaquinoxaline and sulfamethazine antimicrobials in Brazilian soils [J]. Science of the Total Environment, 2014,476- 477:406-414.

[42] Kumar S, Rawat N, Kar A S, et al. Effect of humic acid on sorption of technetium by alumina [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 192(3):1040-1045.

[43] 李云龍,歐陽娜,張青海,等. P(AMPS—co—AA)超大孔凝膠合成及吸附重金屬離子 [J]. 工程塑料應(yīng)用, 2011,39(10):68-72. Li Y L, Ouyang N, Zhang Q H, et al. Synthesis of P (AMPS-co-AA) Superporous Hydrogels and Absorption of Heavy Metal Ions [J]. Engineering Plastics Application, 2011,39(10):68-72.

Adsorption characteristics of copper ions on polystyrene microplastics.

FU Dong-dong, ZHANG Qiong-jie, FAN Zheng-quan, QI Huai-yuan, WANG Ze-zheng, PENG Li-cheng*

(College of Ecology and Environment, Hainan University, Haikou 570228, China)., 2019,39(11)：4769~4775

This study systematically investigated the adsorption capacity of polystyrene (PS) plastic micro-spheres (0.5 and 6μm diameter) toward copper ions under the action of factors such as adsorption time, copper ion concentration, PS concentration, particle size and coexisting ions. Copper showed higher adsorbance on 0.5μm PS compared with 6.0μm PS, and the saturated adsorption capacity reached (0.1638±0.0204) and (0.1091±0.0133) mg/mg, respectively. The adsorption equilibrium was reached by 720min, both Pseudo-second-order kinetic model and Elovich model most suitably described the adsorption kinetics of copper, with2of 0.929、0.904 and 0.866、0.885, respectively. The adsorption isotherms can be well fitted by Freundlich model and Langmuir model, with2of 0.974、0.976 and 0.966、0.977, respectively. Our study also found that the copper adsorbance on PS increased with copper concentration but accompanying with a decrease of adsorption rate, while it decreased with PS concentration but adsorption rate increased. The coexisting ions promoted the copper adsorbance on PS. The findings could provide a theoretical basis for further research regarding heavy metals adsorbance on microplastics, their environmental behavior in marine environment, and influences on pollutants transport as well.

microplastics；polystyrene (PS)；sorption；copper

X131

A

1000-6923(2019)11-4769-07

付東東(1993-),女,河北保定人,海南大學(xué)碩士研究生,從事微塑料污染研究.

2019-04-10

國家自然科學(xué)基金資助項目(41766003);海南大學(xué)D類人才科研啟動經(jīng)費資助項目(kyqd(zr)1719)

* 責(zé)任作者, 教授, penglicheng920@163.com