水體中微塑料的采樣、分離及分析技術研究進展

林 楊,王永剛,王 旭,安志強,李亞翠,王恒嘉

(1.首都師范大學資源環境與旅游學院,北京 100089;2.北京市生態環境保護科學研究院,北京 100037;3.國家城市環境污染控制工程技術研究中心,北京 100037;4.天津大學環境科學與工程學院,天津 300073)

引 言

塑料具有重量輕、防腐能力強、穩定性高和成本低等特點,在日常生活中廣泛應用[1]。據經合組織(OECD)報告,在目前趨勢下,2019年至2060年全球塑料使用量將增加兩倍,從4.6億t增加到13.21億t,而塑料廢棄物也將從3.53億t上升到10.14億t[2]。隨之而來的是大量塑料造成的污染,特別是一定條件下形成的微塑料(Microplastics,MPs)污染。MPs通常指小于5 mm的塑料碎片、顆粒和薄膜等[1]。研究表明,MPs不僅會污染環境,還可能危害生物健康[3],如聚苯乙烯微塑料(PSMPs)可誘導蚯蚓(Eiseniafetida)的氧化應激、組織病理學變化和DNA損傷[4];MPs還易被生物誤食,并可能通過食物鏈傳遞,從而影響人類健康[5-6]。

目前,在海水[7]、淡水[8]、沉積物[9]、土壤[10]甚至空氣[11]中都存在MPs,并且含量在持續增加。由于降雨、地表徑流等因素,大氣、土壤等環境中的MPs會進入水體,加劇水體中的MPs污染。因此,可以預測在不久的將來,水體中MPs污染將會成為人類共同面對的問題。

MPs的尺寸大小、形態表征和類型鑒定是研究的基礎,對于水體中MPs進行準確的采樣、分離和鑒定是研究成果精確可靠的保障[8]。本綜述中水體是指水體、沉積物和水生生物[3]。隨著MPs研究的深入,越來越多的技術被用于采集、分離和鑒定水體中的MPs,然而,同類型研究由于采用不同方法導致研究結果差異較大,無法進一步得出有效結論[12]。本文通過綜述目前水體中MPs的采樣、分離和鑒定方法,比較其優點和局限性,指出各種方法的最佳使用條件,以期提高檢測MPs的準確性,為水體中MPs污染現狀研究提供幫助。

1 樣品采集

1.1 水體采樣

MPs在水中分布廣、豐度低,需要采集大量樣品進行分析。目前水體中MPs的采集方法主要有濃縮采樣法和大樣本法。濃縮采樣法通常是利用拖網快速獲得具有代表性的濃縮樣品。研究表明,MPs受自身性質(如形狀、密度等)和環境條件影響,水面濃度通常要比水下1～2 m處高[7,13],拖網類型需要根據采樣深度確定(表1)。采集的MPs豐度也會受采樣工具網格尺寸的影響[14]。Dris等[15]使用80 μm孔徑的拖網采樣,發現纖維濃度是常用330 μm孔徑拖網的250倍,而且網格孔徑越小,造成堵塞的風險越高。為此可選用散裝取樣器(如水桶等)或泵進行大樣本采樣。與拖網相比,泵或散裝取樣器采樣易操作且樣品尺寸齊全,MPs豐度比濃縮采樣法高出3個數量級[13]。然而,Dubaish等[16]收集了100 mL地表水,發現由于MPs空間分布的高度可變性,導致樣品缺乏代表性。

表1 常用MPs采樣網及適用性

上述研究中取樣量在10～2 000 L,表現為采樣量越多,對定量結果的影響越小,平行樣所含MPs豐度差異性越低[3]。目前使用的采樣技術僅適用于一定尺寸范圍或空間內MPs的采集,濃縮采樣法適合對粒徑范圍有要求的研究,而大樣本法則適合研究一定區域內MPs的分布。

1.2 沉積物采樣

與水不同,MPs在沉積物中的分布更具有不均勻性[13]。因此,樣品具有代表性是沉積物分析的關鍵。采樣前須根據研究目的、取樣環境等因素確定合適的采樣區域及工具以保證樣品的代表性(表2),采集的樣品通常會在現場初篩后使用玻璃瓶或鋁箔袋保存[14]。

表2 常用沉積物采樣方法及工具的應用

目前在報告沉積物MPs濃度上缺乏一致性,主要是由于采樣方法差異導致單位多樣化,使得不同地區研究結果無法比較。多項研究建議以g、kg或升干重為單位,可以有效消除與濕度相關的影響[7,9,13]。NOAA建議每個采樣點重復使用400 g樣品,然后干燥和稱重以調整結果[7,14]。此外,沉積物的取樣深度范圍很廣,Qiu等[17]預計通過從不同深度的沉積物中收集樣品,可以獲得不同的污染特征,但現有研究很少。

1.3 水生生物采樣

水生生物的采集方法依據生物類型確定(表3)。生物樣品需要通過去離子水清洗表面,利用10%的福爾馬林等溶液保存,并記錄生物的相關數據,如物種、長度、體重、周長、性別、背腹最大距離等[18]。近幾年,水生植物也作為研究對象,用來探究與MPs的相互作用機理,Peller等[19]采集的美國五大湖中的綠藻(Cladophora),同樣經去離子水沖洗后保存。

表3 不同水生生物的采集方法

2 樣品分離

2.1 水體和沉積物樣品分離

水和沉積物樣品分離主要有密度分離、過濾、篩分以及有機物消解四個階段。樣品經過濾篩分可以去除大粒徑雜質,以獲取研究所需粒徑范圍內的樣品,但仍需分離出MPs。研究表明,水和沉積物中MPs的密度在0.8～1.6 g/cm3,與水中雜質(如動植物殘骸、石油殘渣等)、沉積物(平均密度約2.7 g/cm3)之間存在密度差異[13]。通過向樣品中加入飽和鹽等浮選溶液(表4),充分攪拌震蕩,靜置沉淀后MPs與重組分雜質分層,得到含有MPs的上層清液[11]。然而,由于MPs的比表面積大,在水體中易吸附有機質等雜質,使得MPs分離效果并不理想,也會干擾后續鑒定。因此,需要對樣品進行消解,不同的消解方法其效果也不同(表4),Kuhn等[22]測試了堿消解海灘常見有機物(海藻、魷魚喙和海豹須等)發現,室溫條件下堅硬部分和脂肪似乎不能被完全消解。酸堿消解也可能損壞MPs或使其變色[11]。而Campanale等[23]證明Fe2++H2O2(30%)即芬頓試劑能夠有效消解天然有機物,而對MPs影響較小。消解后經密度分離得到的上清液直接或濾膜過濾后干燥保存。

表4 水體中常用的樣品分離方法

樣品進行篩分過濾時,過濾效果受濾膜材質影響較大,孔徑或網格大小也決定了分離MPs的最低尺寸,對于孔徑較小的濾膜,一般在負壓條件下進行,但是小的孔隙或網格尺寸也可能導致堵塞[11]。對于少量樣品,可以通過裸眼或顯微鏡對樣品的形態特征進行觀察并分類篩選[13]。Prata等[14]在比較水體中MPs的分析方法時,發現粒徑越小越難分辨MPs,經常因主觀因素導致誤判。

2.2 生物樣品分離

從生物中分離MPs的方法包括解剖、凈化、消解、過濾篩分和密度分離[12]。水生生物體內MPs的研究主要分為浮游類等小型生物和大型生物的器官組織兩種[13],前者如Alfonso等[20]研究浮游生物中的MPs時,直接粉碎或溶液消解樣品后分離MPs;后者如Klangnurak等[18]研究多種海洋魚類胃腸道中MPs積累情況時,將魚從食道至肛門進行解剖,并將胃腸道剪開后單獨處理。

凈化是用于消除腸道中短暫存在的MPs,便于研究長期存在于生物體內的MPs。通過將生物置于不含MPs的介質中使腸道完全排空,期間應定期更新介質,以確保只保留在組織內的MPs[12,24]。

與水和沉積物相比,生物樣品需要更復雜的消解處理。研究發現,酸消解中HNO3比HCl更有效[12]。Naidoo等[25]在利用HNO3(55%)消解幼魚樣品時發現,加熱到80℃能使消解的速度快26倍,但在溫度達60℃時,MPs也會受影響。而Griet等[26]使用HClO4(68%)和HNO3(65%)的混合物(體積1∶4),可以完全消解生物組織。NaOH(10%)、KOH(10%)等強堿也已成功用于從魚類和雙殼類動物的消化道中分離MPs[14,22]。強氧化劑最常用的是H2O2,Tirkey等[12]指出H2O2(30%)可以在7 d內消解有機物,對MPs影響最小。Avio等[27]證實50 ℃時,H2O2(15%)在12h內就能去除大部分有機物,但MPs回收率較低。Stock等[24]提出芬頓試劑的效果要優于其他試劑,在40℃以下、酸性條件(PH≈3)時,芬頓試劑效果最佳,而且幾乎不影響MPs。由于化學品可能對MPs產生影響,導致某些形狀或聚合物類型的MPs大量損失,因此,使用腐蝕性消解劑得到的數據應充分考慮消解處理可能造成的MPs損失[12,27]。為此,Cole等[28]嘗試使用蛋白酶-k酶進行酶解,成功地從樣品中去除97%的生物材料,而不破壞任何MPs。其他如蛋白酶、纖維素酶、淀粉酶、脂肪酶、幾丁質酶等酶對生物質也表現出較好的消解效果[11]。消解后與水和沉積物樣品相同,經密度分離、過濾篩分等處理后鑒定。

綜上所述,目前多數研究會采用芬頓試劑進行氧化消解,效果較好;少數研究會多種方法結合使用(如混合酸),但此類方法對MPs的損害程度尚未可知;酶消解受提取工藝、提取效率及專一性限制,只能在小范圍內應用。但不論何種消解法,受濃度與溫度的影響普遍較大,在面對復雜樣品時,如何做到兼顧所有類型的MPs,確定最佳消解濃度和溫度是一個極大的挑戰。

表4總結了常用的水體樣品分離方法及其優缺點。

3 MPs分析技術

水體中的MPs可以用幾個標準來表征,比如大小、形狀、密度、顏色、化學成分和在水中的濃度。因此,MPS分析可分為三個主要部分:物理形態表征、成分鑒定和定量分析。

3.1 物理形態表征

MPs研究初期,通常是利用裸眼或顯微鏡觀察MPs的形貌特征,但是普通顯微鏡只能清楚觀察到大于100 μm的MPs[12]。于是,掃描電子顯微鏡(Scanning Electron Microscopy,SEM)被用于觀察MPs,能夠得到具有MPs表面紋理特征的高分辨率灰度圖像,但是SEM要求樣品干燥,并進行噴金導電處理,還要防止磁性成分污染設備[29]。此外,通過能譜儀(Energy Dispersive Spectrometer,EDS)提供樣品元素組成結合SEM圖像,能夠有效提高鑒定MPs的能力[30]。

3.2 成分鑒定

目前用于MPs成分鑒定的方法主要分為光譜法和熱分析法,其中光譜法是通過分析MPs的特征光譜進行鑒定,熱分析方法則是通過熱解MPs得到質量隨時間或溫度變化規律和特征熱解產物來識別。

3.2.1 光譜法

傅里葉變換紅外光譜(Fourier Transform infrared spectroscopy,FTIR)是利用干涉光的原理,經傅里葉變換成具有物質化合鍵信息的光譜圖,與譜圖庫對比鑒定MPs[12]。FTIR具有ATR、透射和反射三種模式,其中ATR最常用,能產生穩定的光譜[7]。Tirkey等[12]在比較MPs分析方法時指出,μ-FTIR能夠定性大于10 μm的MPs,但需要單顆粒依次鑒定。為此,Da Silva等[31]使用焦平面陣列(FPA)結合FTIR鑒定海底沉積樣品,單次測量可記錄多個光譜,極大地提高了鑒定效率。FTIR雖然定性能力強,但是易受H2O、CO2干擾,并要求樣品具有紅外反應特性[12]。

拉曼光譜(Raman spectra, Ram)是基于光的非彈性散射,通過激光輻射樣品形成特異性拉曼光譜,與譜圖庫對比鑒定MPs。Kaeppler等[32]通過對比FTIR和Ram發現,Ram不受樣品形態限制,結合顯微鏡能夠鑒定1 μm的MPs,并提供其化學結構特征,受H2O干擾輕,但是譜圖庫不如FTIR豐富[7]。此外,Ram信號較弱,易受熒光和雜質的干擾[12]。為此,Sobhani等[33]借助共焦顯微鏡和Ram,證實可以從土壤背景中識別并可視化MPs。

綜上所述,光譜鑒定中MPs的最小截止尺寸是關鍵因素。當MPs的尺寸在數十微米到1 mm時,FTIR格外適合。如果最小截止尺寸為幾微米,則應使用Ram。此外,光譜法對樣品要求高,鑒定過程耗時;光譜學鑒定的可靠性取決于譜圖庫的質量,而譜圖庫的成本很高。

3.2.2 熱分析法

熱重-差式掃描量熱法(Thermo-Gravimetric Analysis- differential scanning calorimetry,TGA-DSC)是通過程序控溫得到樣品的特異性熱失重曲線來鑒定MPs,目前該方法能準確識別PE、PP,但受相變重疊等因素影響,對PVC、PA、PES、PET和PU的鑒定結果很模糊,一般作為鑒定PP、PE的補充方案[34]。

熱解-氣相色譜-質譜法(Pyrolysis-Gas Chromatography-Mass Spectrometry,PY-GC-MS)是在惰性氣體中瞬間高溫使分子化學鍵斷裂,形成可揮發的小分子量單體物質,通過GC-MS分離并根據譜圖中特征指示離子峰識別[35]。Peters等[36]通過PY-GC-MS對海魚胃液進行鑒定,證明PY-GC-MS不受顆粒大小和其他污染物的限制,可以快速識別定量部分MPs。但是PY-GC-MS由于進樣量少,樣品的代表性差,而且部分聚合物的指示離子相似,導致適用性較差[37]。由于PY-GC-MS效率高,在鑒定不同基質的MPs上仍有很大潛力。

熱萃取-熱脫附-氣相色譜質譜(Thermol Extraction and Dessorption-Gas Chromatography-Mass Spectrometry,TED-GC-MS)是通過TGA熱解樣品形成揮發性物質被固體吸附材料收集,熱脫附將產物導入GC-MS中識別定量的方法[37]。與PY-GC-MS相比,TED-GC-MS通過梯度升溫,對溫度敏感的聚合物更加靈敏,熱萃取也能有效避免對GC的污染[38]。Duemichen等[39]據此介紹了一種TED-GC-MS全自動鑒定系統,通過對“未知”聚烯烴混合物的試驗,證明即使是物理混合物,也可以識別量化其中聚合物,單次測量高達100 mg樣品量?，F已證實TED-GC-MS能夠準確鑒定PE、PP、PS和PET[38]。

綜上所述,熱分析法雖然無法獲得樣品形貌信息,但不需要復雜的預處理,鑒定效率更高。由于是新興的鑒定方法,在適用性上還有所欠缺,可能更適合鑒定已知聚合物類型的實驗樣品。

3.3 定量分析

3.3.1 數量濃度法

目前MPs豐度通常用個數表示,即數量濃度。一般在顯微鏡下使用鑷子從過濾器中收集MPs進行計數[12,29]。人工計數雖然成本低,操作簡單,但該方法受主觀因素和環境影響會產生誤判,誤判率會隨著粒徑減小而增高。顯微鏡與FTIR或Ran聯用能夠有效提高鑒定準確性[12]。FPA-FTIR能以高分辨率進行多區域快速測量并自動分析計數,高效獲取MPs豐度[31]。此外,Catarino等[40]用尼羅紅染色野生貽貝樣品,通過熒光顯微鏡(Fluorescence Microscope,FSM)可以清楚觀察到發出特定熒光的MPs,從而避免因主觀性產生的誤差。但是尼羅紅可能會染色一些含脂顆粒,造成定量結果偏高[12]。

3.3.2 質量濃度法

由于MPs在環境中不斷降解風化,其粒子數也會不斷變化,而MPs質量則不會受到環境條件的影響。因此,MPs的質量濃度能夠表示對環境負載,并可以直接比較其來源貢獻。

熱重分析(Thermo-Gravimetric Analysis,TGA)是通過熱重變化曲線對MPs進行定量分析[37]。Yu等[41]通過TGA-FTIR能夠識別定量特定類型的MPs,但有些聚合物裂解氣體的光譜有重疊,導致無法區分。TGA-DSC通過熱失重曲線和吸熱或放熱時DSC中產生的峰值定量MPs[34]。PY-GC-MS和TED-GC-MS都是通過聚合物特征熱解產物和指示離子的譜圖峰值來定量MPs,但不適合批量檢測,而且樣品尺寸過小易出現遺漏[35,37]。

綜上所述,對于定量分析來說,數量濃度應用較多,數據直觀,能夠提供表面形貌特征、老化程度等信息,適用于研究環境中MPs的污染程度以及溯源分析,但是樣品在分離處理等過程中,受分析方法和目標尺寸的影響可能產生誤差;質量濃度則受分析方法和目標尺寸的影響較小,能夠避免主觀誤差,表征MPs更加可靠,然而,該方法受技術限制只能對MPs質量進行粗略估計,目前只能作為定量的補充方法,不建議單獨用于MPs定量分析。此外,熒光染色法也是一種快速、低成本的定量方法,具有一定的發展前景。

表5總結了鑒定MPs的常用方法及其優缺點。

表5 常用的MPs分析方法

4 展望

雖然對水體中MPs的研究取得了一定的進展,形成了一系列采樣、分離和鑒定技術,但仍有許多問題還有待進一步研究:首先,水體中MPs的采樣、分離及鑒定尚未形成系統性的監測標準,任一環節所采用的方法不同,都會在一定程度上影響研究結果,并降低同種研究之間的可比性,難以獲得有效結論;其次,越小粒徑MPs危害可能越大,但現有方法卻難以滿足納米塑料的鑒定要求,特別是水體采樣,很容易遺漏小粒徑MPs;再次,需要研究豐度轉換方法使得同種類型研究能夠互相對比,如不同密度的沉積物樣本MPs豐度如何換算對比,熱分析得到的質量濃度如何與光譜法和顯微成像鑒定法得到的數量濃度換算對比;最后,MPs的研究都是基于實驗室條件下進行的,特別是經過分離等操作后,會影響鑒定結果,而且實驗室條件下的研究,缺少實際環境的作用,必然會與實際情況產生誤差,從而影響后續研究。