水体中微塑料的采样、分离及分析技术研究进展

林 杨,王永刚,王 旭,安志强,李亚翠,王恒嘉

(1.首都师范大学资源环境与旅游学院,北京 100089;2.北京市生态环境保护科学研究院,北京 100037;3.国家城市环境污染控制工程技术研究中心,北京 100037;4.天津大学环境科学与工程学院,天津 300073)

引 言

塑料具有重量轻、防腐能力强、稳定性高和成本低等特点,在日常生活中广泛应用[1]。据经合组织(OECD)报告,在目前趋势下,2019年至2060年全球塑料使用量将增加两倍,从4.6亿t增加到13.21亿t,而塑料废弃物也将从3.53亿t上升到10.14亿t[2]。随之而来的是大量塑料造成的污染,特别是一定条件下形成的微塑料(Microplastics,MPs)污染。MPs通常指小于5 mm的塑料碎片、颗粒和薄膜等[1]。研究表明,MPs不仅会污染环境,还可能危害生物健康[3],如聚苯乙烯微塑料(PSMPs)可诱导蚯蚓(Eiseniafetida)的氧化应激、组织病理学变化和DNA损伤[4];MPs还易被生物误食,并可能通过食物链传递,从而影响人类健康[5-6]。

目前,在海水[7]、淡水[8]、沉积物[9]、土壤[10]甚至空气[11]中都存在MPs,并且含量在持续增加。由于降雨、地表径流等因素,大气、土壤等环境中的MPs会进入水体,加剧水体中的MPs污染。因此,可以预测在不久的将来,水体中MPs污染将会成为人类共同面对的问题。

MPs的尺寸大小、形态表征和类型鉴定是研究的基础,对于水体中MPs进行准确的采样、分离和鉴定是研究成果精确可靠的保障[8]。本综述中水体是指水体、沉积物和水生生物[3]。随着MPs研究的深入,越来越多的技术被用于采集、分离和鉴定水体中的MPs,然而,同类型研究由于采用不同方法导致研究结果差异较大,无法进一步得出有效结论[12]。本文通过综述目前水体中MPs的采样、分离和鉴定方法,比较其优点和局限性,指出各种方法的最佳使用条件,以期提高检测MPs的准确性,为水体中MPs污染现状研究提供帮助。

1 样品采集

1.1 水体采样

MPs在水中分布广、丰度低,需要采集大量样品进行分析。目前水体中MPs的采集方法主要有浓缩采样法和大样本法。浓缩采样法通常是利用拖网快速获得具有代表性的浓缩样品。研究表明,MPs受自身性质(如形状、密度等)和环境条件影响,水面浓度通常要比水下1～2 m处高[7,13],拖网类型需要根据采样深度确定(表1)。采集的MPs丰度也会受采样工具网格尺寸的影响[14]。Dris等[15]使用80 μm孔径的拖网采样,发现纤维浓度是常用330 μm孔径拖网的250倍,而且网格孔径越小,造成堵塞的风险越高。为此可选用散装取样器(如水桶等)或泵进行大样本采样。与拖网相比,泵或散装取样器采样易操作且样品尺寸齐全,MPs丰度比浓缩采样法高出3个数量级[13]。然而,Dubaish等[16]收集了100 mL地表水,发现由于MPs空间分布的高度可变性,导致样品缺乏代表性。

表1 常用MPs采样网及适用性

上述研究中取样量在10～2 000 L,表现为采样量越多,对定量结果的影响越小,平行样所含MPs丰度差异性越低[3]。目前使用的采样技术仅适用于一定尺寸范围或空间内MPs的采集,浓缩采样法适合对粒径范围有要求的研究,而大样本法则适合研究一定区域内MPs的分布。

1.2 沉积物采样

与水不同,MPs在沉积物中的分布更具有不均匀性[13]。因此,样品具有代表性是沉积物分析的关键。采样前须根据研究目的、取样环境等因素确定合适的采样区域及工具以保证样品的代表性(表2),采集的样品通常会在现场初筛后使用玻璃瓶或铝箔袋保存[14]。

表2 常用沉积物采样方法及工具的应用

目前在报告沉积物MPs浓度上缺乏一致性,主要是由于采样方法差异导致单位多样化,使得不同地区研究结果无法比较。多项研究建议以g、kg或升干重为单位,可以有效消除与湿度相关的影响[7,9,13]。NOAA建议每个采样点重复使用400 g样品,然后干燥和称重以调整结果[7,14]。此外,沉积物的取样深度范围很广,Qiu等[17]预计通过从不同深度的沉积物中收集样品,可以获得不同的污染特征,但现有研究很少。

1.3 水生生物采样

水生生物的采集方法依据生物类型确定(表3)。生物样品需要通过去离子水清洗表面,利用10%的福尔马林等溶液保存,并记录生物的相关数据,如物种、长度、体重、周长、性别、背腹最大距离等[18]。近几年,水生植物也作为研究对象,用来探究与MPs的相互作用机理,Peller等[19]采集的美国五大湖中的绿藻(Cladophora),同样经去离子水冲洗后保存。

表3 不同水生生物的采集方法

2 样品分离

2.1 水体和沉积物样品分离

水和沉积物样品分离主要有密度分离、过滤、筛分以及有机物消解四个阶段。样品经过滤筛分可以去除大粒径杂质,以获取研究所需粒径范围内的样品,但仍需分离出MPs。研究表明,水和沉积物中MPs的密度在0.8～1.6 g/cm3,与水中杂质(如动植物残骸、石油残渣等)、沉积物(平均密度约2.7 g/cm3)之间存在密度差异[13]。通过向样品中加入饱和盐等浮选溶液(表4),充分搅拌震荡,静置沉淀后MPs与重组分杂质分层,得到含有MPs的上层清液[11]。然而,由于MPs的比表面积大,在水体中易吸附有机质等杂质,使得MPs分离效果并不理想,也会干扰后续鉴定。因此,需要对样品进行消解,不同的消解方法其效果也不同(表4),Kuhn等[22]测试了碱消解海滩常见有机物(海藻、鱿鱼喙和海豹须等)发现,室温条件下坚硬部分和脂肪似乎不能被完全消解。酸碱消解也可能损坏MPs或使其变色[11]。而Campanale等[23]证明Fe2++H2O2(30%)即芬顿试剂能够有效消解天然有机物,而对MPs影响较小。消解后经密度分离得到的上清液直接或滤膜过滤后干燥保存。

表4 水体中常用的样品分离方法

样品进行筛分过滤时,过滤效果受滤膜材质影响较大,孔径或网格大小也决定了分离MPs的最低尺寸,对于孔径较小的滤膜,一般在负压条件下进行,但是小的孔隙或网格尺寸也可能导致堵塞[11]。对于少量样品,可以通过裸眼或显微镜对样品的形态特征进行观察并分类筛选[13]。Prata等[14]在比较水体中MPs的分析方法时,发现粒径越小越难分辨MPs,经常因主观因素导致误判。

2.2 生物样品分离

从生物中分离MPs的方法包括解剖、净化、消解、过滤筛分和密度分离[12]。水生生物体内MPs的研究主要分为浮游类等小型生物和大型生物的器官组织两种[13],前者如Alfonso等[20]研究浮游生物中的MPs时,直接粉碎或溶液消解样品后分离MPs;后者如Klangnurak等[18]研究多种海洋鱼类胃肠道中MPs积累情况时,将鱼从食道至肛门进行解剖,并将胃肠道剪开后单独处理。

净化是用于消除肠道中短暂存在的MPs,便于研究长期存在于生物体内的MPs。通过将生物置于不含MPs的介质中使肠道完全排空,期间应定期更新介质,以确保只保留在组织内的MPs[12,24]。

与水和沉积物相比,生物样品需要更复杂的消解处理。研究发现,酸消解中HNO3比HCl更有效[12]。Naidoo等[25]在利用HNO3(55%)消解幼鱼样品时发现,加热到80℃能使消解的速度快26倍,但在温度达60℃时,MPs也会受影响。而Griet等[26]使用HClO4(68%)和HNO3(65%)的混合物(体积1∶4),可以完全消解生物组织。NaOH(10%)、KOH(10%)等强碱也已成功用于从鱼类和双壳类动物的消化道中分离MPs[14,22]。强氧化剂最常用的是H2O2,Tirkey等[12]指出H2O2(30%)可以在7 d内消解有机物,对MPs影响最小。Avio等[27]证实50 ℃时,H2O2(15%)在12h内就能去除大部分有机物,但MPs回收率较低。Stock等[24]提出芬顿试剂的效果要优于其他试剂,在40℃以下、酸性条件(PH≈3)时,芬顿试剂效果最佳,而且几乎不影响MPs。由于化学品可能对MPs产生影响,导致某些形状或聚合物类型的MPs大量损失,因此,使用腐蚀性消解剂得到的数据应充分考虑消解处理可能造成的MPs损失[12,27]。为此,Cole等[28]尝试使用蛋白酶-k酶进行酶解,成功地从样品中去除97%的生物材料,而不破坏任何MPs。其他如蛋白酶、纤维素酶、淀粉酶、脂肪酶、几丁质酶等酶对生物质也表现出较好的消解效果[11]。消解后与水和沉积物样品相同,经密度分离、过滤筛分等处理后鉴定。

综上所述,目前多数研究会采用芬顿试剂进行氧化消解,效果较好;少数研究会多种方法结合使用(如混合酸),但此类方法对MPs的损害程度尚未可知;酶消解受提取工艺、提取效率及专一性限制,只能在小范围内应用。但不论何种消解法,受浓度与温度的影响普遍较大,在面对复杂样品时,如何做到兼顾所有类型的MPs,确定最佳消解浓度和温度是一个极大的挑战。

表4总结了常用的水体样品分离方法及其优缺点。

3 MPs分析技术

水体中的MPs可以用几个标准来表征,比如大小、形状、密度、颜色、化学成分和在水中的浓度。因此,MPS分析可分为三个主要部分:物理形态表征、成分鉴定和定量分析。

3.1 物理形态表征

MPs研究初期,通常是利用裸眼或显微镜观察MPs的形貌特征,但是普通显微镜只能清楚观察到大于100 μm的MPs[12]。于是,扫描电子显微镜(Scanning Electron Microscopy,SEM)被用于观察MPs,能够得到具有MPs表面纹理特征的高分辨率灰度图像,但是SEM要求样品干燥,并进行喷金导电处理,还要防止磁性成分污染设备[29]。此外,通过能谱仪(Energy Dispersive Spectrometer,EDS)提供样品元素组成结合SEM图像,能够有效提高鉴定MPs的能力[30]。

3.2 成分鉴定

目前用于MPs成分鉴定的方法主要分为光谱法和热分析法,其中光谱法是通过分析MPs的特征光谱进行鉴定,热分析方法则是通过热解MPs得到质量随时间或温度变化规律和特征热解产物来识别。

3.2.1 光谱法

傅里叶变换红外光谱(Fourier Transform infrared spectroscopy,FTIR)是利用干涉光的原理,经傅里叶变换成具有物质化合键信息的光谱图,与谱图库对比鉴定MPs[12]。FTIR具有ATR、透射和反射三种模式,其中ATR最常用,能产生稳定的光谱[7]。Tirkey等[12]在比较MPs分析方法时指出,μ-FTIR能够定性大于10 μm的MPs,但需要单颗粒依次鉴定。为此,Da Silva等[31]使用焦平面阵列(FPA)结合FTIR鉴定海底沉积样品,单次测量可记录多个光谱,极大地提高了鉴定效率。FTIR虽然定性能力强,但是易受H2O、CO2干扰,并要求样品具有红外反应特性[12]。

拉曼光谱(Raman spectra, Ram)是基于光的非弹性散射,通过激光辐射样品形成特异性拉曼光谱,与谱图库对比鉴定MPs。Kaeppler等[32]通过对比FTIR和Ram发现,Ram不受样品形态限制,结合显微镜能够鉴定1 μm的MPs,并提供其化学结构特征,受H2O干扰轻,但是谱图库不如FTIR丰富[7]。此外,Ram信号较弱,易受荧光和杂质的干扰[12]。为此,Sobhani等[33]借助共焦显微镜和Ram,证实可以从土壤背景中识别并可视化MPs。

综上所述,光谱鉴定中MPs的最小截止尺寸是关键因素。当MPs的尺寸在数十微米到1 mm时,FTIR格外适合。如果最小截止尺寸为几微米,则应使用Ram。此外,光谱法对样品要求高,鉴定过程耗时;光谱学鉴定的可靠性取决于谱图库的质量,而谱图库的成本很高。

3.2.2 热分析法

热重-差式扫描量热法(Thermo-Gravimetric Analysis- differential scanning calorimetry,TGA-DSC)是通过程序控温得到样品的特异性热失重曲线来鉴定MPs,目前该方法能准确识别PE、PP,但受相变重叠等因素影响,对PVC、PA、PES、PET和PU的鉴定结果很模糊,一般作为鉴定PP、PE的补充方案[34]。

热解-气相色谱-质谱法(Pyrolysis-Gas Chromatography-Mass Spectrometry,PY-GC-MS)是在惰性气体中瞬间高温使分子化学键断裂,形成可挥发的小分子量单体物质,通过GC-MS分离并根据谱图中特征指示离子峰识别[35]。Peters等[36]通过PY-GC-MS对海鱼胃液进行鉴定,证明PY-GC-MS不受颗粒大小和其他污染物的限制,可以快速识别定量部分MPs。但是PY-GC-MS由于进样量少,样品的代表性差,而且部分聚合物的指示离子相似,导致适用性较差[37]。由于PY-GC-MS效率高,在鉴定不同基质的MPs上仍有很大潜力。

热萃取-热脱附-气相色谱质谱(Thermol Extraction and Dessorption-Gas Chromatography-Mass Spectrometry,TED-GC-MS)是通过TGA热解样品形成挥发性物质被固体吸附材料收集,热脱附将产物导入GC-MS中识别定量的方法[37]。与PY-GC-MS相比,TED-GC-MS通过梯度升温,对温度敏感的聚合物更加灵敏,热萃取也能有效避免对GC的污染[38]。Duemichen等[39]据此介绍了一种TED-GC-MS全自动鉴定系统,通过对“未知”聚烯烃混合物的试验,证明即使是物理混合物,也可以识别量化其中聚合物,单次测量高达100 mg样品量。现已证实TED-GC-MS能够准确鉴定PE、PP、PS和PET[38]。

综上所述,热分析法虽然无法获得样品形貌信息,但不需要复杂的预处理,鉴定效率更高。由于是新兴的鉴定方法,在适用性上还有所欠缺,可能更适合鉴定已知聚合物类型的实验样品。

3.3 定量分析

3.3.1 数量浓度法

目前MPs丰度通常用个数表示,即数量浓度。一般在显微镜下使用镊子从过滤器中收集MPs进行计数[12,29]。人工计数虽然成本低,操作简单,但该方法受主观因素和环境影响会产生误判,误判率会随着粒径减小而增高。显微镜与FTIR或Ran联用能够有效提高鉴定准确性[12]。FPA-FTIR能以高分辨率进行多区域快速测量并自动分析计数,高效获取MPs丰度[31]。此外,Catarino等[40]用尼罗红染色野生贻贝样品,通过荧光显微镜(Fluorescence Microscope,FSM)可以清楚观察到发出特定荧光的MPs,从而避免因主观性产生的误差。但是尼罗红可能会染色一些含脂颗粒,造成定量结果偏高[12]。

3.3.2 质量浓度法

由于MPs在环境中不断降解风化,其粒子数也会不断变化,而MPs质量则不会受到环境条件的影响。因此,MPs的质量浓度能够表示对环境负载,并可以直接比较其来源贡献。

热重分析(Thermo-Gravimetric Analysis,TGA)是通过热重变化曲线对MPs进行定量分析[37]。Yu等[41]通过TGA-FTIR能够识别定量特定类型的MPs,但有些聚合物裂解气体的光谱有重叠,导致无法区分。TGA-DSC通过热失重曲线和吸热或放热时DSC中产生的峰值定量MPs[34]。PY-GC-MS和TED-GC-MS都是通过聚合物特征热解产物和指示离子的谱图峰值来定量MPs,但不适合批量检测,而且样品尺寸过小易出现遗漏[35,37]。

综上所述,对于定量分析来说,数量浓度应用较多,数据直观,能够提供表面形貌特征、老化程度等信息,适用于研究环境中MPs的污染程度以及溯源分析,但是样品在分离处理等过程中,受分析方法和目标尺寸的影响可能产生误差;质量浓度则受分析方法和目标尺寸的影响较小,能够避免主观误差,表征MPs更加可靠,然而,该方法受技术限制只能对MPs质量进行粗略估计,目前只能作为定量的补充方法,不建议单独用于MPs定量分析。此外,荧光染色法也是一种快速、低成本的定量方法,具有一定的发展前景。

表5总结了鉴定MPs的常用方法及其优缺点。

表5 常用的MPs分析方法

4 展望

虽然对水体中MPs的研究取得了一定的进展,形成了一系列采样、分离和鉴定技术,但仍有许多问题还有待进一步研究:首先,水体中MPs的采样、分离及鉴定尚未形成系统性的监测标准,任一环节所采用的方法不同,都会在一定程度上影响研究结果,并降低同种研究之间的可比性,难以获得有效结论;其次,越小粒径MPs危害可能越大,但现有方法却难以满足纳米塑料的鉴定要求,特别是水体采样,很容易遗漏小粒径MPs;再次,需要研究丰度转换方法使得同种类型研究能够互相对比,如不同密度的沉积物样本MPs丰度如何换算对比,热分析得到的质量浓度如何与光谱法和显微成像鉴定法得到的数量浓度换算对比;最后,MPs的研究都是基于实验室条件下进行的,特别是经过分离等操作后,会影响鉴定结果,而且实验室条件下的研究,缺少实际环境的作用,必然会与实际情况产生误差,从而影响后续研究。