環境樣品中微塑料分析技術研究進展

湯慶峰，李琴梅，魏曉曉，邵 鵬，高麗娟，陳啟榮，胡光輝，劉偉麗，高 峽

(北京市理化分析測試中心 有機材料檢測技術與質量評價北京市重點實驗室，北京市食品安全分析測試工程技術研究中心，北京 100089)

塑料制品的生產和使用給人們的生活帶來了極大的便利，但同時也帶來了嚴重的環境污染問題。環境中的塑料垃圾在物理磨損、化學降解和生物降解的共同作用下，可降解為粒徑更小的塑料。一般將直徑或長度小于5 mm的塑料纖維、顆粒或碎片稱為微塑料[1-3]。1972 年，Carpenter等[4]在美國Florida 沿海首次發現了微塑料。隨后，微塑料在全球各地的水[5-6]、沉積物[7-10]、生物體[4，11-14]中不斷被檢出。微塑料尺寸小、比表面積大、疏水性強，是眾多疏水性有機污染物和重金屬的理想載體[15-16]。微塑料性質穩定，進入環境后難以被降解，可在風力、河流、洋流等外力作用下進行長時間、長距離的遷移[17]，對生態環境造成持久的影響。微塑料易被浮游生物、魚類及低等土壤生物誤食，長時間滯留在生物體內，并在食物網各營養級之間發生轉移和富集，對食品安全構成潛在的威脅[18-21]。2014年，基于微塑料特征及其污染危害，聯合國環境規劃署(UNEP)將其列為十大新興重要污染物之一[22]。

近年來，微塑料議題逐步發展成為環境科學和生態科學的研究熱點，該領域的研究成果提升了人們對微塑料污染的認識。微塑料是一類新型環境污染物，其對環境污染的研究剛剛起步，微塑料的環境行為、生態影響以及微塑料污染的控制手段還需深入研究。微塑料的尺寸、表面特性等特性表征和復雜環境樣品中微塑料的準確定性鑒別與定量分析是微塑料研究中最為基礎和關鍵的環節。近年來，雖然已有學者在不同環境介質中微塑料的采集、分離提取、定性鑒別分析方面進行了研究，但由于聚合物類型復雜，微塑料本身尺寸范圍大，形狀、顏色多樣，加之缺乏標準化的分析操作方法，使得目前微塑料的表征方式和檢測方法沒有一致的定論，所獲得的結果偏差較大，導致不同研究機構之間的數據難以比較[23-27]。微塑料分析方法的不統一，不僅制約了相關科學問題的闡明，也阻礙了治理微塑料環境污染的進程。本文在整理目前國內外研究成果的基礎上，對不同環境介質中微塑料的采集、分離提取和定性定量分析方法進行闡述，討論不同方法的優缺點，并針對現階段微塑料分析方法存在的問題和不足，提出未來環境中微塑料研究的發展方向。

1 微塑料樣品的采集與分離

1.1 樣品采集

樣品采集方法對微塑料豐度的估算具有重要影響，直接挑選法、大樣本法和濃縮樣本法是目前環境微塑料采集的常用方法。環境中微塑料豐度低，樣品需經過濃縮、富集等預處理才能被檢出；由于水、空氣中的微塑料粒徑小，無法用肉眼觀測，一定程度上限制了直接挑選法的應用。

圖1 常用的海表微塑料拖網Fig.1 Common surface microplastic trawlsA.Neuston,B.Manta,C.Neuston,D.Bongo

1.1.1 海水、淡水海水或淡水中微塑料的采集一般采用大樣本法，以不同網目的浮游生物網采集(圖1)，根據水樣深度選擇不同的采樣裝置:(1)表層水通常選用拖網式采樣裝置，如Manta 拖網、Neuston 網等；(2)中層水常選擇Bongo網;(3)底部深層水采用底棲拖網；(4)選擇大樣本法采集表、中層水時，也可使用水桶、玻璃瓶等容器。網目決定了拖網內截留的顆粒物粒徑及顆粒物數量，可根據研究目的選擇不同孔徑的采樣篩網，已報道的網目在50～3 000 μm[28]范圍。水體中微塑料樣品采集的常用網目孔徑約300 μm，其優勢是能采集大體積水樣，但缺點是不能采集300 μm以下的顆粒物，特別是<100 μm的具有生物學意義的顆粒，因此網目孔徑約300 μm時采集的顆粒物代表性嚴重不足。由于小孔徑網目被堵塞的風險高，因此使用網目<300 μm的拖網的研究較少。網衣尺寸也會影響過濾水樣體積，通常網衣長 3～4.5 m。此外，也有研究采用適用于大體積樣品的過濾采樣[29]、原位過濾采樣[30]。拖網類型、網目尺寸、濾膜孔徑以及表征單位不統一，均會造成微塑料豐度估算結果的不同[31]，影響中上層水體中微塑料濃度的可比性。

1.1.2 土壤、沉積物土壤和沉積物中微塑料的采集，一般需要先劃分一定面積的采樣區域，確定采樣位置、采樣深度及樣方的設計等，然后采用多點法在研究區域利用不同的采樣工具采集多個樣品，這些樣品根據研究目的可以分為表層樣品或分層采集的剖面樣品，最后綜合評估目標區域的微塑料污染。如海灘沉積物微塑料調查通常布設數個垂直或平行于海岸線的樣帶，正方形樣方采樣后將數個樣品合并，綜合評估目標海灘的微塑料污染。

土壤、沉積物樣品中微塑料采集的工具及方法根據研究目的的不同而有所差異，常用的采樣工具有不銹鋼勺、不銹鋼鏟、箱式采樣器、環刀、鐵鏟、取土鉆等，樣品采集量通常為數百克到數千克不等[1]。沉積物采樣深度一般為表層2、3、5 cm不等，但也有文獻報道深達0.3 m[32-33]；而土壤采樣應根據耕層厚度確定采樣深度，一般取樣深度0～20 cm。其中，在研究微塑料的區域性分布時應選擇樣方調查法，研究微塑料的空間分布時需選擇箱式采樣器。目前尚無土壤、沉積物中微塑料的采樣標準方法，不同的研究報道給出的微塑料濃度單位各不相同，所產生的數據可比性不高。

1.1.3 環境空氣環境空氣的采集方法依據研究對象、研究目的的不同，所采用的方法標準不同，常見的空氣采樣方法[34]有：溶液吸收法、吸附管法、濾膜法、濾膜-吸附劑聯用法、直接采樣法和被動采樣法。直接采樣法適用于一氧化碳、揮發性有機物、總烴等污染物的樣品采集，常用于空氣中被測組分濃度較高或所用分析方法靈敏度較高的情況，采樣裝置一般選用真空罐(瓶)、氣袋、注射器等。被動采樣法適用于硫酸鹽化速率、氟化物(長期)、降塵等污染物的樣品采集。微塑料的大氣污染研究在國際上鮮見報道，周倩等[35]采用大氣被動采樣法收集大氣微塑料沉降樣品，分析了我國濱海城市大氣環境中微塑料的類型、沉降通量及季節性變化特征。Dris等[36-38]對巴黎城區及郊區大氣微塑料進行了調查研究，認為室內空氣微塑料(纖維)污染可能是大氣環境中微塑料的主要來源。

1.2 微塑料的分離

塑料類型多樣，而且環境中的微塑料會與環境介質發生不同程度的融合，有的甚至成為復雜有機質的一部分[39-40]。如何從大量環境樣品中分離獲得微塑料，成為開展該項調查研究的重要基礎。現階段常見的微塑料分離方法有目檢法、密度法、篩分法、過濾法、消解法等(表1)。

表1 微塑料的分離提取方法比較Table 1 Comparison of separation and extraction methods of microplastics

1.2.1 目檢法目檢法是利用肉眼直接觀察或在顯微鏡的協助下，將微塑料從自然源及非塑料的人為源中挑取，并根據微塑料形態、結構等特點予以分類的方法。通常目檢法選用的顯微鏡放大倍數在10～16倍范圍內，顆粒過小時則需要采用放大倍數更高的解剖顯微鏡或熒光顯微鏡。Nielsen等[40]和Faure等[41]在雙筒顯微鏡等儀器的協助下，將被認定為微塑料的顆粒用鑷子挑出，再以顆粒的最大內徑作為顆粒尺寸，并利用測微尺確定微塑料尺寸，最后進行分級。目檢法設備簡單，操作簡便，但準確性受微塑料顏色、形態和結構等特性的影響，誤判、遺漏等現象在目檢法中時有發生。因此目檢法分離微塑料時需注意以下事項:(1)排除所有生物、有機組分存在的可能；(2)顆粒邊界必須清晰，整體色澤均勻，若顆粒為白色或透明則需利用更大的放大倍數或選用熒光標記顯微鏡確證；(3)若觀察到的纖維為線狀，并未發生彎曲、纏繞，則可能是生物源纖維，應予以剔除；對透明纖維或綠色纖維需要進行高倍放大檢查，以確認其性質，因為這兩種顏色在天然顆粒中非常普遍[36]。

1.2.2 密度法密度法利用目標組分與雜質的密度差異實現輕組分微塑料與重組分雜質的分離。一般操作方法是:向樣品中加入飽和鹽水，充分振蕩、攪拌使之混合均勻，隨后靜置沉淀直至重組分脫離水相體系重新沉降，而微塑料繼續保持懸浮狀態或漂浮于溶液表面，最后收集上層溶液中的微塑料。在不考慮表面附著物的情況下，塑料密度一般為0.8～1.4 g·cm-3[1]，而沉積物密度通常為2.65 g·cm-3，因此利用密度分離法能有效提取沉積物樣品中的微塑料。實驗常選擇價廉易得的飽和NaCl溶液(密度為1.2 g·cm-3)作為密度分離法的浮選液[42]。但飽和NaCl溶液不能使高聚物全部脫離沉積物，在分離聚氯乙烯等高密度微塑料時會導致分析結果嚴重偏小；與飽和NaCl溶液相比，NaI與ZnCl2溶液的密度更大，分別為1.6～1.8 g·cm-3和1.5～1.7 g·cm-3，能提高高密度塑料組分的提取效率，因此有研究采用NaI或ZnCl2溶液對沉積物、土壤樣品中的微塑料進行分離[33,43]。但土壤中含有大量有機質，有機質易與微塑料相互包裹，若直接對土壤進行浮選，很難實現微塑料的有效分離。因此在處理壤質、粘質土壤樣品時，應首先采用超聲處理法打碎土壤團聚體,且不同粒徑的土壤團聚體應使用不同的超聲能量[44]。密度介于1.0～1.4 g·cm-3的有機質與部分塑料的密度相似，因此密度分離法不足以去除全部有機質[39]。

圖2 微塑料連續流動分離浮選裝置示意圖[48]Fig.2 Schematic for an apparatus of continuous flow separation flotation for microplastics[48]1.solution storage drum;2.glass tube;3.creep pump;4.air pump;5.gas flowmeter;6.overflow collection cup;7.sample cup;8.fixed stent;9.magnetic agitator;10.creep pump;11.vibrating screen;12.recovery slot

近年來，研究人員開發出一些基于密度分離原理的微塑料分離裝置，Claessens等[45]設計了一種淘洗管裝置用于沉積物中微塑料的分離,該裝置由柱體、篩、曝氣石和底部供水系統組成,裝置設計簡易,主要通過氣體或液體產生上升流帶動微塑料上浮,從而達到從基質中分離的目的。Zhu等[46]通過對上述裝置進一步優化，在一定程度上提高了微塑料的回收率。Imhof等[43]也提出一種從水相、沉積相中分離微塑料的方法，其主要原理是采用連續、多次塑料浮選裝置來強化密度分離過程，以分離效果更佳的ZnCl2溶液作為浮選液，該方法對1～5 mm和<1 mm粒徑范圍顆粒的回收率分別達100%和95.5%。另外，Noik等[47]在Classens和Imhof 裝置的基礎上進一步改進，制作出一套低成本流化床密度分離系統，該系統利用曝氣系統產生的上升氣體強化體系的攪動，靜置后由供水系統推動浮選液從上口溢出，提高了對微塑料的分離性能。章海波等[48]在總結前人的基礎上，改進設計了一套新的連續流動分離浮選裝置(圖2),該裝置由液體存儲、氣浮溢流、篩分回收3部分組成,各部分通過蠕動泵和導管聯接,實現了大體積固體樣品的連續流動-浮選一體化。該裝置及分離程序不僅操作簡單、人工干預少,而且分離效率高,適用于土壤和沉積物中微塑料的分離。

1.2.3 篩分及過濾法篩分是利用篩子使樣品中小于篩孔的細粒物料透過篩面，而大于篩孔的粗粒物料留在篩面上，完成粗、細粒物料分離的過程。微塑料顆粒的粒徑與其在環境中的遷移行為有密切關系，粒徑不僅直接決定了微塑料顆粒進入生物體內的難易程度，也對采樣篩網的孔徑提出了要求。通常情況下，篩分法的截留材料是不銹鋼或銅材料制成的篩網，將環境樣品先通過孔徑為5 mm的篩網，去除粒徑較大的顆粒和其他雜質，隨后再通過一系列不同孔徑的篩網實現微塑料按粒徑大小的分級，最后用濾膜或篩網過濾，將截留在篩網上的目標顆粒沖洗下來，保存于玻璃試管中。利用篩分法進行粒徑分級時，沉積物樣品一般需通過2～4個篩網，而水樣則需通過4～9個篩網，孔徑范圍均控制在0.038～5.000 mm 范圍內。

過濾與篩分的提取過程大同小異，都是利用尺寸較小的細孔截留微塑料，且采集的微塑料粒徑均取決于采樣、分離過程使用的篩網或濾膜孔徑；但過濾法的截留材料為濾膜，其孔徑遠遠小于篩網，一般在0.45～2 μm左右[49-51]。由于濾膜的孔徑較小，過濾法一般在減壓條件下進行，減壓操作雖然可提高微塑料的分離效率，但過濾法會使微塑料與濾膜結合過于緊密而難以洗脫。為解決這個問題，Hoffman等[52]嘗試了多種沖洗溶劑，發現異丙醇溶液(50%，體積分數) 具有良好的洗脫效率。

1.2.4 消解法消解法主要應用于生物樣品的預處理，目的是減少環境樣品基底對微塑料的干擾，并避免人為次生微塑料的產生，通常采用酸消解、堿消解或酶消解等對樣品進行預處理。不建議采用超聲清洗[53]，因為老化和變脆的塑料可能在超聲處理中斷裂，人為生成新的次生微塑料。不同類型微塑料的化學耐受性有所差異，Deforges等[50]的研究表明，采用酸消解處理樣品時，聚苯乙烯、尼龍釣魚線等的回收率在90%～98%之間，而尼龍纖維的回收率則幾乎為零；不僅如此，消解程度也受溫度、時間及消解液組成等因素影響。Nuelle等[54]利用35%H2O2溶液對沉積物樣品連續消解7 d，結果顯示大部分生物有機組分被消解，為后續研究分析提供了便利。Dehaut等[55]同時對6種預處理方法進行了比較，分別以10% KOH、0.063 mol·L-1HCl、14.4 mol·L-1HNO3、14.4 mol·L-1HNO3和14.4 mol·L-1HClO3(體積比4∶1)混合液、10 mol·L-1NaOH、0.27 mol·L-1K2S2O8和0.24 mol·L-1NaOH混合液為消解液，研究結果表明，使用10%KOH于60 ℃消解24 h效果最佳。Cole等[56]用不同濃度的酸、堿及酶對樣品進行消解，比較了3種消解方法對海洋生物的消解效果，發現采用1.2 mol·L-1HCl消解時，濾液中存在大量目標物質，表明酸性消解在消解生物樣品的同時也會消解部分類型的微塑料；他們還發現1.2 mol·L-1NaOH 溶液在室溫條件下對樣品雜質的消解率可達90%，而且隨著溫度和消解液濃度的提高消解率可進一步提高，但當NaOH濃度達10 mol·L-1時，會損壞部分微塑料。最后，他們利用蛋白酶(K酶)消解相同生物樣品，結果表明蛋白酶K對有機質的去除率大于97%，且不分解微塑料。連續酶消解凈化方法被認為是在傅立葉變換紅外光譜法(FT-IR)鑒別分析前干擾較小的方法，具有良好的應用前景。

2 微塑料定性鑒別分析技術

目前微塑料的定性鑒別技術大致分為3種。一是目視鑒別法，即通過裸眼或借助顯微鏡對物質成分進行粗略地判斷，但這種方法所做出的判斷結果易受主觀因素的影響，一般不單獨使用；二是將目視鑒別法與光譜儀器分析相結合，這種方法所得結果的精確度較高，但是耗時也較長；三是熱分析法，通過分析聚合物的熱穩定性來考察其物理和化學性質變化，最近已被應用于微塑料的鑒定中。

2.1 目視鑒別法

盡管目視鑒別法應用于微塑料鑒別存在一定爭議，但由于其具有操作簡單、成本低和無化學危害等優點，仍然是目前常用的微塑料鑒別技術。目視鑒別法可通過裸眼對大塊(2～5 mm)、有顏色的塑料碎片，以及樹脂顆粒進行分離和鑒別；但在鑒定小于1.0 mm且無顏色、無特定形狀的樣品時，用肉眼直接觀察很難確保塑料的真偽[53]；顯微鏡通過放大微塑料的細節特征,在區分微塑料及其類似物的過程中，起到了非常關鍵的作用。劉濤等[57]對東海表層海水進行處理，使用雙筒體視顯微鏡觀察樣品，挑選出其中的塑料碎屑，并用FT-IR對樣品進行了定量分析。Martins 等[58]使用雙目鏡觀察微塑料及微塑料類似物的形狀信息，并通過測微尺對所有顆粒進行了尺寸分類。合成(如聚酯纖維)及天然(如染色的棉)纖維難以在單獨使用顯微技術的情況下得以區分[59]，而在水、沉積物及生物質樣品中的微塑料，纖維所占的比例最高[60-61]，因此高等顯微方法在一些研究中被用于塑料顆粒的鑒定。Vonmoos等[62]利用偏光顯微鏡在毒性實驗中成功鑒別出了聚乙烯(PE)顆粒，但由于加工工藝不同，不同類型甚至同一類型的聚合物具有不同的結晶度，而微塑料內部的晶體結構會影響偏振光的傳播。故這種鑒別方法不適于鑒別不透光濾膜上的樣品，且被檢測樣品需要足夠薄，以使足夠的偏振光能夠穿透樣品。

2.2 傅立葉變換紅外光譜(FT-IR)

紅外光譜廣泛用于分子結構和物質化學組成的研究，Browne等[60]使用FT-IR對每一個疑似塑料的顆粒進行圖譜分析，不僅可以鑒別微塑料的聚合物成分，避免非塑料顆粒的假陽性結果，而且還能獲取微塑料的數量信息 。隨著FT-IR技術的不斷發展，紅外附件也得到了改進，先進的紅外附件(如紅外顯微鏡附件)使得紅外光譜技術的應用更加廣泛。紅外顯微光譜成像是在紅外顯微鏡和紅外光譜儀技術的基礎上發展起來的對微區進行分析的技術，該技術不僅能夠獲得樣品空間各個點的光譜圖像，還可通過對各個點的光譜分析獲得樣品空間各點的組成和結構，適合小尺寸樣品(微塑料)的無損鑒別分析[63-65]。紅外顯微成像技術有反射、透射和衰減全反射(ATR)3種操作模式，透射模式能提供較強的信噪比，適合于檢測透光性較好的樣品，如厚度小于20 μm的薄膜、固體切片、微量液態樣品；反射模式適合檢測反射光較強、背景比較亮的樣品，但該模式對待測樣品表面的整潔和整齊程度要求較高。從環境樣品中分離得到的微塑料由于受到風化、摩擦等物理化學的作用，表面變得凹凸不平，或附著了大量雜質。因此在使用反射模式對環境中的微塑料進行鑒別時，會導致測量過程中無法獲得良好的反射光信號，從而對圖譜的質量和分析造成影響。反射模式和透射模式是紅外光譜檢測中最常使用的兩種檢測方式。然而，對于不透明和反射率極低的物質，用上述兩種方法就很難甚至無法測量。衰減全反射(ATR)技術于20世紀90年代初開始被應用于紅外顯微鏡上，可通過附件晶體直接與樣品接觸獲得樣品表層有機成分的結構信息，經過軟件的主成分分析功能即可有效剔除成像數據中的雜質干擾。但該法也有其局限性，其一，單點顯微ATR不適合絲狀微塑料的鑒定研究，因為濾膜上的絲狀微塑料通常呈翹曲懸空狀態，ATR 晶體很難準確接觸到翹曲懸空的樣品，而一旦接觸到濾膜，不僅濾膜本身的紅外吸收信號干擾較大，且單點 ATR 晶體所產生的壓力可能會破壞較易碎的微塑料[66]；另外，使用ATR探針對每一個疑似塑料的顆粒進行掃描非常耗時[53]。隨著定性鑒別研究的不斷深入和計算機技術的運用，通過配備陣列檢測器(Focal plane array,FPA)的反射模式，能夠對較大表面范圍上的微塑料進行檢測，不需要移動樣品載物臺即可進行紅外光譜的采集，并且能夠在保證原有空間分辨率情況下達到較快的檢測速度[63]。相較于傳統的mapping方式，采用FPA檢測器，不僅采集效率大大提高，而且使得非均勻樣品、不平整樣品表面的微區無損測量得以實現。該技術對樣品厚度不敏感,并且不受濾膜和雜質的干擾，是目前準確定性環境微塑料的理想模式。

2.3 拉曼光譜

通過將激光束打在物體上，根據物體分子和原子的結構得到不同頻率的反向散射光，拉曼光譜可得到每一個聚合物所特有的光譜圖。塑料聚合物具有特征拉曼光譜，可通過與參比譜庫比較，實現對聚合物成分的鑒別。因此，拉曼光譜不僅能夠用于鑒定微塑料，還可以提供聚合物組成的相關信息。Lenz等[67]采用拉曼光譜對大西洋北部地區的微塑料樣品進行表征，發現該海域微塑料的高聚物組成為聚乙烯、聚丙烯等。在一些情況下，添加劑或顏料對拉曼散射的敏感程度高于聚合物基底，在檢測中會掩蓋聚合物本身的拉曼信號，這種情況可能會對聚合物類型的判定造成干擾[33,63]。另外，環境樣品中的色素、添加劑或污染物可能會產生熒光，而有熒光干擾時不能生成可解譯的拉曼光譜，因此拉曼法不能檢測有熒光的樣品。一般而言，較低的激發波長，傳輸的能量高，產生的信號強，但也會產生高強度的熒光；反之使用較高的激發波長可最小化熒光，降低干擾，但同時激光器的能量也較低，導致產生的聚合物樣品信號較弱。在微塑料鑒別分析中，需要綜合考慮熒光抑制和低信號強度這兩個因素，以實現最佳激發波長下對微塑料的鑒別分析。

通過與顯微鏡結合,拉曼光譜法不僅能夠獲得表面官能團的信息，還可以觀測到局部的微觀形貌，用于鑒定粒徑>1 μm的塑料顆粒時，空間分辨率比FT-IR高。近年來顯微拉曼光譜法已成功應用于不同環境樣品中微塑料的鑒別[23,67-68]，還可用于生物組織內聚合物顆粒的定位，實現對浮游動物體內微塑料的鑒別[69]。

2.4 染色法

染色法可以作為微塑料鑒定的一種替代和補充方法。尼羅紅(NR)能特異性結合中性脂質，在疏水環境中具有強烈熒光，是高疏水性微塑料的有效染料[2]。因此，NR染色可進行隱藏微塑料的鑒定，用于進一步光譜分析之前的樣品前處理。將熒光過濾器安裝在FT-IR顯微鏡上，即可在熒光顯微鏡判別后立即對顆粒進行光譜鑒定，不僅能夠減少漏判微塑料的可能性，同時還能減少使用光譜儀確認每個塑料顆粒所需的時間。NR染色法應用于環境樣品的主要限制是天然有機材料的共染色，因此，在NR染色之前必須除去樣品中的天然脂質和有機質。由于還沒有可用于從環境樣品中除去塑料之外的其余有機質的方法，因此，當前并不推薦使用NR染色法對環境樣品中的微塑料進行定量分析。但NR染色方法在鑒定含有粒徑小于100 μm的聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)及大量無機顆粒混合的風化樣品時，十分有效[70]。

2.5 熱分析技術

2.5.1 示差掃描量熱法(DSC)及熱重分析法(TGA)熱分析技術是在程序控制溫度下測量樣品的性質隨溫度或時間變化的一類技術，該技術在定性/定量研究材料的熱性能以及穩定性等方面應用廣泛。其中，DSC是在程序控制溫度條件下，通過測量輸給物質和參比物的功率差，給出其隨溫度變化的關系曲線。DSC既能定性鑒別聚合物材料又能定量測定熔點、比熱容、玻璃化轉變溫度、純度、結晶度等參數。通過與參考材料對比，DSC可用于鑒定特定初級微塑料，例如聚乙烯微珠[71]；但在檢測含有多種不同類型聚合物的環境樣品時需要參考材料來識別聚合物的類型。TGA是在程序控制溫度下測量待測樣品的質量與溫度變化關系的一種熱分析技術，用來研究材料的熱穩定性和組分。TGA與DSC相結合，可用于聚乙烯和聚丙烯的鑒定，但由于相轉變信號重疊的問題，導致無法鑒定聚氯乙烯(PVC)、聚酰胺(PA)、聚醚砜(PES)、聚對苯二甲酸乙二醇酯(PET)[72]。DSC和TGA在實際的材料分析中經常與其他分析方法聯用，通過綜合分析，全面準確分析材料特性。DSC與裂解氣相色譜-質譜(Py/GC-MS)聯用，在升溫裂解高聚物的同時，利用DSC檢測樣品池重量隨溫度的變化情況，能夠有效區分不同組分的塑料，同時進行定性定量分析。而將TGA與FT-IR相結合，可以實時觀測樣品的質量損失和熱解物質的紅外信號，由于特征信號的強度與聚合物的熱分解過程有關，進而該法可以識別聚合物[73]。Dümichen等[74]將TGA與固相萃取(SPE)結合，再進一步與熱解吸/氣相色譜-質譜(TDS/GC-MS)聯用，充分利用TGA可以檢測大尺寸樣品的優勢和GC-MS的更高分辨率，定量鑒定了土壤樣品和貽貝樣品中的PE，同時還對PP、PS以及聚合物的混合物進行了鑒定。

2.5.2 裂解氣相色譜-質譜法(Py/GC-MS)Py/GC-MS是另一種利用熱分析檢測聚合物的方法，在高分子和有機大分子分析鑒定中得到了廣泛應用[75-76]。其原理是首先將樣品在嚴格控制的環境下加熱，目標化合物在加熱的過程中逐漸熱解析或熱裂解，成為可揮發的小分子化合物，這些小分子通過氣相色譜分離后，由質譜進行分析鑒定，最后根據裂解化合物的定性、定量數據反推樣品的結構和組成。Dekiff 等[77]采用該技術對采自Norderney北部海島沙灘的樣品進行檢測，發現該地區樣品中微塑料的高聚物組分主要為聚乙烯、聚丙烯、聚對苯二甲酸乙二醇酯、聚氯乙烯等。Fabbri[78]利用Py/GC-MS對沉積物和懸浮固體顆粒物進行批量分析，結果在顆粒物中不僅發現了PVC、PS、聚乙酸乙烯酯(PVA)、聚丙烯腈丁二烯苯乙烯(ABS)和丁苯橡膠(SBR)，而且還確定了沉積物樣品中潛在的塑料顆粒，如PE、PP、PVC、PA、PET和氯化或氯磺聚乙烯。由于不同的聚合物可能產生相似的熱裂解產物，故 Py/GC-MS 法在推斷樣品的結構和組成時存在誤判風險。

熱分析法與其他分析方法的聯用，不僅提高了目標組分的檢出靈敏度，而且能夠實現復雜基底環境樣品的批量分析，這種方式能夠以重量為單位(質量/質量)給出總體的微塑料濃度數據；但批量分析無法提供被檢測微塑料的數量、尺寸和形狀有關的信息，僅可作為輔助手段用于微塑料鑒別。

2.6 掃描電子顯微鏡及能譜儀

除上述方法之外，一些研究中使用掃描電子顯微鏡對樣品中的微塑料進行檢測[59，79-80]。掃描電鏡是介于透射電鏡和光學顯微鏡之間的一種微觀形貌觀察手段，可直接利用樣品表面材料的物質組成進行微觀成像，能夠在清晰和高度放大倍數的條件下提供類塑料顆粒的表面特性圖像，為區分微塑料和其它有機物顆粒提供了便利。但這種方法只能獲得物質表面形態的圖像，還需結合塑料顆粒的表面特性以及元素分析對微塑料進行鑒定；而X光微區分析(EDS)可通過X射線照射,得到材料的X射線光電子能譜,進而獲取其元素組成信息[59]。Eriksen等[80]使用SEM-EDS法定性分析了微塑料的成分,并判斷出微塑料的污染源。因此現行微塑料SEM分析方法，常聯合EDS分析元素組成信息，以在對表面形態進行表征的同時，獲取微塑料的元素組成信息。

3 微塑料分析鑒別技術優缺點分析

目視鑒別作為微塑料分析鑒定的一種常用方法，其操作簡單、快速，對操作人員要求不高。目檢法往往要求所鑒定的物質尺寸較大，但環境中的微塑料尺寸小、種類多，且常被雜質組分包覆，由于許多雜質組分與微塑料顆粒的物理特征較為相似，因此直接通過目檢法往往不能提取或區分全部的微塑料，并且可能發生錯判、漏判現象。研究表明，顯微鏡下的目檢鑒別對于類塑料顆粒的誤判率通常超過20%，其中的70%是對透明顆粒的誤判，所有誤判的結果都在后續的光譜分析中得到了證實[1,53,80]。

目檢法用于微塑料的估測可能存在高估或低估的問題，采用紅外光譜、拉曼光譜代替肉眼識別塑料顆粒，可大大提高分析鑒別的準確性。FT-IR法僅需通過過濾等簡單的預處理操作即可直接對每一個疑似塑料的顆粒進行圖譜分析，不僅可以獲得聚合物成分信息，而且還能避免非塑料顆粒的假陽性結果。但對于基質復雜的環境樣品，該法的鑒定結果常受被測微塑料老化程度、樣品不均勻性等因素的干擾。Micro-FT-IR 法充分結合了顯微鏡與FT-IR的優點，即在采集視場內顆粒圖像的同時獲得視場內每一個像元對應的紅外譜圖，再結合FPA即能滿足小粒徑微塑料檢測及區域范圍檢測的要求；但該法也有其局限性，例如鑒定的微塑料易受老化等因素的影響，不適合表面粗糙的微塑料鑒定研究，而環境中的微塑料表面大多被中度或重度風化，具有不同程度的粗糙性，且可能復合了其它的材料導致形態和成分復雜，若使用ATR探針對每一個疑似塑料的顆粒進行檢測非常耗時。

拉曼光譜法不僅可以獲得微塑料表面官能團信息，還能觀察其局部的微觀形貌。拉曼光譜法最大的問題在于樣品帶有的熒光對拉曼光譜信號存在影響。Kappler等[81]對拉曼和紅外光譜儀鑒定微塑料的能力進行了對比，發現對于尺寸較大的微塑料樣品的鑒定，兩者均可行；但兩種儀器在一些關鍵步驟上的差異需要在對圖譜的解讀過程中有所區別，如紅外通常能夠針對聚合物的信息給出直接的鑒定結果，但是對于其中的添加劑，尤其是微量的添加劑則比較難以測量；另外，圖譜的形狀和質量很大程度上取決于樣品表面的折射率，對于黑色的含有大量炭黑成分的顆粒，紅外無法給出鑒定結果。與紅外相比，拉曼光譜的激光光束較小，空間分辨率高，能夠檢測到尺寸小至幾微米的微塑料[69]。

熱分析法與紅外、拉曼等光譜分析法存在較大不同：其一，光譜法不會對樣品造成損壞，它們通過激發特定官能團的振動來表征樣品的信息，但是處理過程耗時較長；熱分析法則具有樣品用量小，無需前處理，可直接進樣等優點，通過待測樣品加熱后的分解產物來鑒別微塑料成分，可以同時識別聚合物類型和添加劑。其二，光譜法與光學顯微鏡耦合，如顯微紅外和顯微拉曼可得到顆粒的大小和數量信息；但Py/GC-MS只能得出聚合物的總質量分數，不能得到微塑料的數量和粒徑分布信息。

綜上所述，每一種微塑料的鑒別方法都有其優點和缺點(表2)。環境中的微塑料鑒別分析是一項較為復雜的工作,使用單一的分析技術得到的結果并非十分可靠。相較于具有破壞性的熱分析技術，原位非破壞性的紅外光譜、拉曼光譜等技術在微塑料研究工作中受到更多的關注，原因是環境中微塑料豐度低，提取的樣品量受到限制，非破壞性的分析鑒別方法可以滿足在較少樣品量的情況下，進行多途徑分析，獲得不同的分析參數。因此在實際工作中，應根據研究目的和樣品組分的特點，選擇一種或幾種分析技術相結合，才能進行準確的定性定量分析。

表2 微塑料分析鑒別方法比較Table 2 Comparison of identification methods of microplastics

4 展 望

目前，微塑料的研究進展迅速，關注的領域主要集中在微塑料在不同環境(海洋、沉積物、土壤)介質中的含量、分布特征，生物攝食微塑料后的累積及其毒理效應，微塑料對持久性有機污染物的富集機制等方面。盡管關于微塑料的研究取得了一定的進展，但由于微塑料本身的多樣化，加之環境介質的異質化、復雜化，目前在微塑料的量化鑒別工作中時仍存在許多亟待解決的問題。

4.1 微塑料鑒別標準方法缺乏

(1)在海水分析中盡管已有地方標準《海水中微塑料的測定 傅立葉變換顯微紅外光譜法》[82]和《海洋微塑料監測規程(試行)》，但僅適用海水基質中的微塑料分析。目前淡水中微塑料的測定參照海水標準，但海水與陸域淡水存在諸多差異，不同水體中微塑料的分離和鑒定尚無標準方法。

(2)相對于水體系統，土壤中的微塑料來源更加豐富。當前，土壤中微塑料的分離主要是借鑒沉積物中微塑料分離和鑒定的相關方法[83-85]，但由于受到土壤質地、有機質及團聚體結構的影響，該類方法用于土壤中微塑料的分離和鑒定時仍存在較多的局限性[1]。因此，有必要針對不同性質土壤開展不同類型微塑料的分離與鑒定的方法學與標準化研究。

(3)空氣中的微塑料類型多樣，且可在一定的條件下隨空氣中的浮塵、飛灰及動植物碎屑等一起沉降在陸地或海洋[35-36]，環境空氣中的微塑料對生態環境和人體健康存在較大的潛在威脅，因此有必要開展環境空氣中微塑料的富集、分離與鑒定的標準方法研究，為進一步研究微塑料在大氣環境中的分布、積累和環境行為奠定基礎。

4.2 微塑料結合其他痕量污染物的檢測技術

微塑料既是環境污染物的來源，也是有毒物質的傳播載體。目前關于微塑料和環境中其它痕量污染物的研究越來越多，但微塑料結合其他痕量污染物的復合毒理效應尚未可知。微塑料結合痕量污染物后會發生物理化學性質的變化，因此研究微塑料結合其他痕量污染物的檢測技術，可為評估微塑料及其復合污染物對環境生態系統、食物鏈和人體健康的風險提供科學依據和技術支撐；微塑料結合其他痕量污染物的測定方法，也將是未來微塑料分析的一個研究方向。