环境样品中微塑料分析技术研究进展

汤庆峰，李琴梅，魏晓晓，邵 鹏，高丽娟，陈啟荣，胡光辉，刘伟丽，高 峡

(北京市理化分析测试中心 有机材料检测技术与质量评价北京市重点实验室，北京市食品安全分析测试工程技术研究中心，北京 100089)

塑料制品的生产和使用给人们的生活带来了极大的便利，但同时也带来了严重的环境污染问题。环境中的塑料垃圾在物理磨损、化学降解和生物降解的共同作用下，可降解为粒径更小的塑料。一般将直径或长度小于5 mm的塑料纤维、颗粒或碎片称为微塑料[1-3]。1972 年，Carpenter等[4]在美国Florida 沿海首次发现了微塑料。随后，微塑料在全球各地的水[5-6]、沉积物[7-10]、生物体[4，11-14]中不断被检出。微塑料尺寸小、比表面积大、疏水性强，是众多疏水性有机污染物和重金属的理想载体[15-16]。微塑料性质稳定，进入环境后难以被降解，可在风力、河流、洋流等外力作用下进行长时间、长距离的迁移[17]，对生态环境造成持久的影响。微塑料易被浮游生物、鱼类及低等土壤生物误食，长时间滞留在生物体内，并在食物网各营养级之间发生转移和富集，对食品安全构成潜在的威胁[18-21]。2014年，基于微塑料特征及其污染危害，联合国环境规划署(UNEP)将其列为十大新兴重要污染物之一[22]。

近年来，微塑料议题逐步发展成为环境科学和生态科学的研究热点，该领域的研究成果提升了人们对微塑料污染的认识。微塑料是一类新型环境污染物，其对环境污染的研究刚刚起步，微塑料的环境行为、生态影响以及微塑料污染的控制手段还需深入研究。微塑料的尺寸、表面特性等特性表征和复杂环境样品中微塑料的准确定性鉴别与定量分析是微塑料研究中最为基础和关键的环节。近年来，虽然已有学者在不同环境介质中微塑料的采集、分离提取、定性鉴别分析方面进行了研究，但由于聚合物类型复杂，微塑料本身尺寸范围大，形状、颜色多样，加之缺乏标准化的分析操作方法，使得目前微塑料的表征方式和检测方法没有一致的定论，所获得的结果偏差较大，导致不同研究机构之间的数据难以比较[23-27]。微塑料分析方法的不统一，不仅制约了相关科学问题的阐明，也阻碍了治理微塑料环境污染的进程。本文在整理目前国内外研究成果的基础上，对不同环境介质中微塑料的采集、分离提取和定性定量分析方法进行阐述，讨论不同方法的优缺点，并针对现阶段微塑料分析方法存在的问题和不足，提出未来环境中微塑料研究的发展方向。

1 微塑料样品的采集与分离

1.1 样品采集

样品采集方法对微塑料丰度的估算具有重要影响，直接挑选法、大样本法和浓缩样本法是目前环境微塑料采集的常用方法。环境中微塑料丰度低，样品需经过浓缩、富集等预处理才能被检出；由于水、空气中的微塑料粒径小，无法用肉眼观测，一定程度上限制了直接挑选法的应用。

图1 常用的海表微塑料拖网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样本法，以不同网目的浮游生物网采集(图1)，根据水样深度选择不同的采样装置:(1)表层水通常选用拖网式采样装置，如Manta 拖网、Neuston 网等；(2)中层水常选择Bongo网;(3)底部深层水采用底栖拖网；(4)选择大样本法采集表、中层水时，也可使用水桶、玻璃瓶等容器。网目决定了拖网内截留的颗粒物粒径及颗粒物数量，可根据研究目的选择不同孔径的采样筛网，已报道的网目在50～3 000 μm[28]范围。水体中微塑料样品采集的常用网目孔径约300 μm，其优势是能采集大体积水样，但缺点是不能采集300 μm以下的颗粒物，特别是<100 μm的具有生物学意义的颗粒，因此网目孔径约300 μm时采集的颗粒物代表性严重不足。由于小孔径网目被堵塞的风险高，因此使用网目<300 μm的拖网的研究较少。网衣尺寸也会影响过滤水样体积，通常网衣长 3～4.5 m。此外，也有研究采用适用于大体积样品的过滤采样[29]、原位过滤采样[30]。拖网类型、网目尺寸、滤膜孔径以及表征单位不统一，均会造成微塑料丰度估算结果的不同[31]，影响中上层水体中微塑料浓度的可比性。

1.1.2 土壤、沉积物土壤和沉积物中微塑料的采集，一般需要先划分一定面积的采样区域，确定采样位置、采样深度及样方的设计等，然后采用多点法在研究区域利用不同的采样工具采集多个样品，这些样品根据研究目的可以分为表层样品或分层采集的剖面样品，最后综合评估目标区域的微塑料污染。如海滩沉积物微塑料调查通常布设数个垂直或平行于海岸线的样带，正方形样方采样后将数个样品合并，综合评估目标海滩的微塑料污染。

土壤、沉积物样品中微塑料采集的工具及方法根据研究目的的不同而有所差异，常用的采样工具有不锈钢勺、不锈钢铲、箱式采样器、环刀、铁铲、取土钻等，样品采集量通常为数百克到数千克不等[1]。沉积物采样深度一般为表层2、3、5 cm不等，但也有文献报道深达0.3 m[32-33]；而土壤采样应根据耕层厚度确定采样深度，一般取样深度0～20 cm。其中，在研究微塑料的区域性分布时应选择样方调查法，研究微塑料的空间分布时需选择箱式采样器。目前尚无土壤、沉积物中微塑料的采样标准方法，不同的研究报道给出的微塑料浓度单位各不相同，所产生的数据可比性不高。

1.1.3 环境空气环境空气的采集方法依据研究对象、研究目的的不同，所采用的方法标准不同，常见的空气采样方法[34]有：溶液吸收法、吸附管法、滤膜法、滤膜-吸附剂联用法、直接采样法和被动采样法。直接采样法适用于一氧化碳、挥发性有机物、总烃等污染物的样品采集，常用于空气中被测组分浓度较高或所用分析方法灵敏度较高的情况，采样装置一般选用真空罐(瓶)、气袋、注射器等。被动采样法适用于硫酸盐化速率、氟化物(长期)、降尘等污染物的样品采集。微塑料的大气污染研究在国际上鲜见报道，周倩等[35]采用大气被动采样法收集大气微塑料沉降样品，分析了我国滨海城市大气环境中微塑料的类型、沉降通量及季节性变化特征。Dris等[36-38]对巴黎城区及郊区大气微塑料进行了调查研究，认为室内空气微塑料(纤维)污染可能是大气环境中微塑料的主要来源。

1.2 微塑料的分离

塑料类型多样，而且环境中的微塑料会与环境介质发生不同程度的融合，有的甚至成为复杂有机质的一部分[39-40]。如何从大量环境样品中分离获得微塑料，成为开展该项调查研究的重要基础。现阶段常见的微塑料分离方法有目检法、密度法、筛分法、过滤法、消解法等(表1)。

表1 微塑料的分离提取方法比较Table 1 Comparison of separation and extraction methods of microplastics

1.2.1 目检法目检法是利用肉眼直接观察或在显微镜的协助下，将微塑料从自然源及非塑料的人为源中挑取，并根据微塑料形态、结构等特点予以分类的方法。通常目检法选用的显微镜放大倍数在10～16倍范围内，颗粒过小时则需要采用放大倍数更高的解剖显微镜或荧光显微镜。Nielsen等[40]和Faure等[41]在双筒显微镜等仪器的协助下，将被认定为微塑料的颗粒用镊子挑出，再以颗粒的最大内径作为颗粒尺寸，并利用测微尺确定微塑料尺寸，最后进行分级。目检法设备简单，操作简便，但准确性受微塑料颜色、形态和结构等特性的影响，误判、遗漏等现象在目检法中时有发生。因此目检法分离微塑料时需注意以下事项:(1)排除所有生物、有机组分存在的可能；(2)颗粒边界必须清晰，整体色泽均匀，若颗粒为白色或透明则需利用更大的放大倍数或选用荧光标记显微镜确证；(3)若观察到的纤维为线状，并未发生弯曲、缠绕，则可能是生物源纤维，应予以剔除；对透明纤维或绿色纤维需要进行高倍放大检查，以确认其性质，因为这两种颜色在天然颗粒中非常普遍[36]。

1.2.2 密度法密度法利用目标组分与杂质的密度差异实现轻组分微塑料与重组分杂质的分离。一般操作方法是:向样品中加入饱和盐水，充分振荡、搅拌使之混合均匀，随后静置沉淀直至重组分脱离水相体系重新沉降，而微塑料继续保持悬浮状态或漂浮于溶液表面，最后收集上层溶液中的微塑料。在不考虑表面附着物的情况下，塑料密度一般为0.8～1.4 g·cm-3[1]，而沉积物密度通常为2.65 g·cm-3，因此利用密度分离法能有效提取沉积物样品中的微塑料。实验常选择价廉易得的饱和NaCl溶液(密度为1.2 g·cm-3)作为密度分离法的浮选液[42]。但饱和NaCl溶液不能使高聚物全部脱离沉积物，在分离聚氯乙烯等高密度微塑料时会导致分析结果严重偏小；与饱和NaCl溶液相比，NaI与ZnCl2溶液的密度更大，分别为1.6～1.8 g·cm-3和1.5～1.7 g·cm-3，能提高高密度塑料组分的提取效率，因此有研究采用NaI或ZnCl2溶液对沉积物、土壤样品中的微塑料进行分离[33,43]。但土壤中含有大量有机质，有机质易与微塑料相互包裹，若直接对土壤进行浮选，很难实现微塑料的有效分离。因此在处理壤质、粘质土壤样品时，应首先采用超声处理法打碎土壤团聚体,且不同粒径的土壤团聚体应使用不同的超声能量[44]。密度介于1.0～1.4 g·cm-3的有机质与部分塑料的密度相似，因此密度分离法不足以去除全部有机质[39]。

图2 微塑料连续流动分离浮选装置示意图[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

近年来，研究人员开发出一些基于密度分离原理的微塑料分离装置，Claessens等[45]设计了一种淘洗管装置用于沉积物中微塑料的分离,该装置由柱体、筛、曝气石和底部供水系统组成,装置设计简易,主要通过气体或液体产生上升流带动微塑料上浮,从而达到从基质中分离的目的。Zhu等[46]通过对上述装置进一步优化，在一定程度上提高了微塑料的回收率。Imhof等[43]也提出一种从水相、沉积相中分离微塑料的方法，其主要原理是采用连续、多次塑料浮选装置来强化密度分离过程，以分离效果更佳的ZnCl2溶液作为浮选液，该方法对1～5 mm和<1 mm粒径范围颗粒的回收率分别达100%和95.5%。另外，Noik等[47]在Classens和Imhof 装置的基础上进一步改进，制作出一套低成本流化床密度分离系统，该系统利用曝气系统产生的上升气体强化体系的搅动，静置后由供水系统推动浮选液从上口溢出，提高了对微塑料的分离性能。章海波等[48]在总结前人的基础上，改进设计了一套新的连续流动分离浮选装置(图2),该装置由液体存储、气浮溢流、筛分回收3部分组成,各部分通过蠕动泵和导管联接,实现了大体积固体样品的连续流动-浮选一体化。该装置及分离程序不仅操作简单、人工干预少,而且分离效率高,适用于土壤和沉积物中微塑料的分离。

1.2.3 筛分及过滤法筛分是利用筛子使样品中小于筛孔的细粒物料透过筛面，而大于筛孔的粗粒物料留在筛面上，完成粗、细粒物料分离的过程。微塑料颗粒的粒径与其在环境中的迁移行为有密切关系，粒径不仅直接决定了微塑料颗粒进入生物体内的难易程度，也对采样筛网的孔径提出了要求。通常情况下，筛分法的截留材料是不锈钢或铜材料制成的筛网，将环境样品先通过孔径为5 mm的筛网，去除粒径较大的颗粒和其他杂质，随后再通过一系列不同孔径的筛网实现微塑料按粒径大小的分级，最后用滤膜或筛网过滤，将截留在筛网上的目标颗粒冲洗下来，保存于玻璃试管中。利用筛分法进行粒径分级时，沉积物样品一般需通过2～4个筛网，而水样则需通过4～9个筛网，孔径范围均控制在0.038～5.000 mm 范围内。

过滤与筛分的提取过程大同小异，都是利用尺寸较小的细孔截留微塑料，且采集的微塑料粒径均取决于采样、分离过程使用的筛网或滤膜孔径；但过滤法的截留材料为滤膜，其孔径远远小于筛网，一般在0.45～2 μm左右[49-51]。由于滤膜的孔径较小，过滤法一般在减压条件下进行，减压操作虽然可提高微塑料的分离效率，但过滤法会使微塑料与滤膜结合过于紧密而难以洗脱。为解决这个问题，Hoffman等[52]尝试了多种冲洗溶剂，发现异丙醇溶液(50%，体积分数) 具有良好的洗脱效率。

1.2.4 消解法消解法主要应用于生物样品的预处理，目的是减少环境样品基底对微塑料的干扰，并避免人为次生微塑料的产生，通常采用酸消解、碱消解或酶消解等对样品进行预处理。不建议采用超声清洗[53]，因为老化和变脆的塑料可能在超声处理中断裂，人为生成新的次生微塑料。不同类型微塑料的化学耐受性有所差异，Deforges等[50]的研究表明，采用酸消解处理样品时，聚苯乙烯、尼龙钓鱼线等的回收率在90%～98%之间，而尼龙纤维的回收率则几乎为零；不仅如此，消解程度也受温度、时间及消解液组成等因素影响。Nuelle等[54]利用35%H2O2溶液对沉积物样品连续消解7 d，结果显示大部分生物有机组分被消解，为后续研究分析提供了便利。Dehaut等[55]同时对6种预处理方法进行了比较，分别以10% KOH、0.063 mol·L-1HCl、14.4 mol·L-1HNO3、14.4 mol·L-1HNO3和14.4 mol·L-1HClO3(体积比4∶1)混合液、10 mol·L-1NaOH、0.27 mol·L-1K2S2O8和0.24 mol·L-1NaOH混合液为消解液，研究结果表明，使用10%KOH于60 ℃消解24 h效果最佳。Cole等[56]用不同浓度的酸、碱及酶对样品进行消解，比较了3种消解方法对海洋生物的消解效果，发现采用1.2 mol·L-1HCl消解时，滤液中存在大量目标物质，表明酸性消解在消解生物样品的同时也会消解部分类型的微塑料；他们还发现1.2 mol·L-1NaOH 溶液在室温条件下对样品杂质的消解率可达90%，而且随着温度和消解液浓度的提高消解率可进一步提高，但当NaOH浓度达10 mol·L-1时，会损坏部分微塑料。最后，他们利用蛋白酶(K酶)消解相同生物样品，结果表明蛋白酶K对有机质的去除率大于97%，且不分解微塑料。连续酶消解净化方法被认为是在傅立叶变换红外光谱法(FT-IR)鉴别分析前干扰较小的方法，具有良好的应用前景。

2 微塑料定性鉴别分析技术

目前微塑料的定性鉴别技术大致分为3种。一是目视鉴别法，即通过裸眼或借助显微镜对物质成分进行粗略地判断，但这种方法所做出的判断结果易受主观因素的影响，一般不单独使用；二是将目视鉴别法与光谱仪器分析相结合，这种方法所得结果的精确度较高，但是耗时也较长；三是热分析法，通过分析聚合物的热稳定性来考察其物理和化学性质变化，最近已被应用于微塑料的鉴定中。

2.1 目视鉴别法

尽管目视鉴别法应用于微塑料鉴别存在一定争议，但由于其具有操作简单、成本低和无化学危害等优点，仍然是目前常用的微塑料鉴别技术。目视鉴别法可通过裸眼对大块(2～5 mm)、有颜色的塑料碎片，以及树脂颗粒进行分离和鉴别；但在鉴定小于1.0 mm且无颜色、无特定形状的样品时，用肉眼直接观察很难确保塑料的真伪[53]；显微镜通过放大微塑料的细节特征,在区分微塑料及其类似物的过程中，起到了非常关键的作用。刘涛等[57]对东海表层海水进行处理，使用双筒体视显微镜观察样品，挑选出其中的塑料碎屑，并用FT-IR对样品进行了定量分析。Martins 等[58]使用双目镜观察微塑料及微塑料类似物的形状信息，并通过测微尺对所有颗粒进行了尺寸分类。合成(如聚酯纤维)及天然(如染色的棉)纤维难以在单独使用显微技术的情况下得以区分[59]，而在水、沉积物及生物质样品中的微塑料，纤维所占的比例最高[60-61]，因此高等显微方法在一些研究中被用于塑料颗粒的鉴定。Vonmoos等[62]利用偏光显微镜在毒性实验中成功鉴别出了聚乙烯(PE)颗粒，但由于加工工艺不同，不同类型甚至同一类型的聚合物具有不同的结晶度，而微塑料内部的晶体结构会影响偏振光的传播。故这种鉴别方法不适于鉴别不透光滤膜上的样品，且被检测样品需要足够薄，以使足够的偏振光能够穿透样品。

2.2 傅立叶变换红外光谱(FT-IR)

红外光谱广泛用于分子结构和物质化学组成的研究，Browne等[60]使用FT-IR对每一个疑似塑料的颗粒进行图谱分析，不仅可以鉴别微塑料的聚合物成分，避免非塑料颗粒的假阳性结果，而且还能获取微塑料的数量信息 。随着FT-IR技术的不断发展，红外附件也得到了改进，先进的红外附件(如红外显微镜附件)使得红外光谱技术的应用更加广泛。红外显微光谱成像是在红外显微镜和红外光谱仪技术的基础上发展起来的对微区进行分析的技术，该技术不仅能够获得样品空间各个点的光谱图像，还可通过对各个点的光谱分析获得样品空间各点的组成和结构，适合小尺寸样品(微塑料)的无损鉴别分析[63-65]。红外显微成像技术有反射、透射和衰减全反射(ATR)3种操作模式，透射模式能提供较强的信噪比，适合于检测透光性较好的样品，如厚度小于20 μm的薄膜、固体切片、微量液态样品；反射模式适合检测反射光较强、背景比较亮的样品，但该模式对待测样品表面的整洁和整齐程度要求较高。从环境样品中分离得到的微塑料由于受到风化、摩擦等物理化学的作用，表面变得凹凸不平，或附着了大量杂质。因此在使用反射模式对环境中的微塑料进行鉴别时，会导致测量过程中无法获得良好的反射光信号，从而对图谱的质量和分析造成影响。反射模式和透射模式是红外光谱检测中最常使用的两种检测方式。然而，对于不透明和反射率极低的物质，用上述两种方法就很难甚至无法测量。衰减全反射(ATR)技术于20世纪90年代初开始被应用于红外显微镜上，可通过附件晶体直接与样品接触获得样品表层有机成分的结构信息，经过软件的主成分分析功能即可有效剔除成像数据中的杂质干扰。但该法也有其局限性，其一，单点显微ATR不适合丝状微塑料的鉴定研究，因为滤膜上的丝状微塑料通常呈翘曲悬空状态，ATR 晶体很难准确接触到翘曲悬空的样品，而一旦接触到滤膜，不仅滤膜本身的红外吸收信号干扰较大，且单点 ATR 晶体所产生的压力可能会破坏较易碎的微塑料[66]；另外，使用ATR探针对每一个疑似塑料的颗粒进行扫描非常耗时[53]。随着定性鉴别研究的不断深入和计算机技术的运用，通过配备阵列检测器(Focal plane array,FPA)的反射模式，能够对较大表面范围上的微塑料进行检测，不需要移动样品载物台即可进行红外光谱的采集，并且能够在保证原有空间分辨率情况下达到较快的检测速度[63]。相较于传统的mapping方式，采用FPA检测器，不仅采集效率大大提高，而且使得非均匀样品、不平整样品表面的微区无损测量得以实现。该技术对样品厚度不敏感,并且不受滤膜和杂质的干扰，是目前准确定性环境微塑料的理想模式。

2.3 拉曼光谱

通过将激光束打在物体上，根据物体分子和原子的结构得到不同频率的反向散射光，拉曼光谱可得到每一个聚合物所特有的光谱图。塑料聚合物具有特征拉曼光谱，可通过与参比谱库比较，实现对聚合物成分的鉴别。因此，拉曼光谱不仅能够用于鉴定微塑料，还可以提供聚合物组成的相关信息。Lenz等[67]采用拉曼光谱对大西洋北部地区的微塑料样品进行表征，发现该海域微塑料的高聚物组成为聚乙烯、聚丙烯等。在一些情况下，添加剂或颜料对拉曼散射的敏感程度高于聚合物基底，在检测中会掩盖聚合物本身的拉曼信号，这种情况可能会对聚合物类型的判定造成干扰[33,63]。另外，环境样品中的色素、添加剂或污染物可能会产生荧光，而有荧光干扰时不能生成可解译的拉曼光谱，因此拉曼法不能检测有荧光的样品。一般而言，较低的激发波长，传输的能量高，产生的信号强，但也会产生高强度的荧光；反之使用较高的激发波长可最小化荧光，降低干扰，但同时激光器的能量也较低，导致产生的聚合物样品信号较弱。在微塑料鉴别分析中，需要综合考虑荧光抑制和低信号强度这两个因素，以实现最佳激发波长下对微塑料的鉴别分析。

通过与显微镜结合,拉曼光谱法不仅能够获得表面官能团的信息，还可以观测到局部的微观形貌，用于鉴定粒径>1 μm的塑料颗粒时，空间分辨率比FT-IR高。近年来显微拉曼光谱法已成功应用于不同环境样品中微塑料的鉴别[23,67-68]，还可用于生物组织内聚合物颗粒的定位，实现对浮游动物体内微塑料的鉴别[69]。

2.4 染色法

染色法可以作为微塑料鉴定的一种替代和补充方法。尼罗红(NR)能特异性结合中性脂质，在疏水环境中具有强烈荧光，是高疏水性微塑料的有效染料[2]。因此，NR染色可进行隐藏微塑料的鉴定，用于进一步光谱分析之前的样品前处理。将荧光过滤器安装在FT-IR显微镜上，即可在荧光显微镜判别后立即对颗粒进行光谱鉴定，不仅能够减少漏判微塑料的可能性，同时还能减少使用光谱仪确认每个塑料颗粒所需的时间。NR染色法应用于环境样品的主要限制是天然有机材料的共染色，因此，在NR染色之前必须除去样品中的天然脂质和有机质。由于还没有可用于从环境样品中除去塑料之外的其余有机质的方法，因此，当前并不推荐使用NR染色法对环境样品中的微塑料进行定量分析。但NR染色方法在鉴定含有粒径小于100 μm的聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚苯乙烯(PS)及大量无机颗粒混合的风化样品时，十分有效[70]。

2.5 热分析技术

2.5.1 示差扫描量热法(DSC)及热重分析法(TGA)热分析技术是在程序控制温度下测量样品的性质随温度或时间变化的一类技术，该技术在定性/定量研究材料的热性能以及稳定性等方面应用广泛。其中，DSC是在程序控制温度条件下，通过测量输给物质和参比物的功率差，给出其随温度变化的关系曲线。DSC既能定性鉴别聚合物材料又能定量测定熔点、比热容、玻璃化转变温度、纯度、结晶度等参数。通过与参考材料对比，DSC可用于鉴定特定初级微塑料，例如聚乙烯微珠[71]；但在检测含有多种不同类型聚合物的环境样品时需要参考材料来识别聚合物的类型。TGA是在程序控制温度下测量待测样品的质量与温度变化关系的一种热分析技术，用来研究材料的热稳定性和组分。TGA与DSC相结合，可用于聚乙烯和聚丙烯的鉴定，但由于相转变信号重叠的问题，导致无法鉴定聚氯乙烯(PVC)、聚酰胺(PA)、聚醚砜(PES)、聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)[72]。DSC和TGA在实际的材料分析中经常与其他分析方法联用，通过综合分析，全面准确分析材料特性。DSC与裂解气相色谱-质谱(Py/GC-MS)联用，在升温裂解高聚物的同时，利用DSC检测样品池重量随温度的变化情况，能够有效区分不同组分的塑料，同时进行定性定量分析。而将TGA与FT-IR相结合，可以实时观测样品的质量损失和热解物质的红外信号，由于特征信号的强度与聚合物的热分解过程有关，进而该法可以识别聚合物[73]。Dümichen等[74]将TGA与固相萃取(SPE)结合，再进一步与热解吸/气相色谱-质谱(TDS/GC-MS)联用，充分利用TGA可以检测大尺寸样品的优势和GC-MS的更高分辨率，定量鉴定了土壤样品和贻贝样品中的PE，同时还对PP、PS以及聚合物的混合物进行了鉴定。

2.5.2 裂解气相色谱-质谱法(Py/GC-MS)Py/GC-MS是另一种利用热分析检测聚合物的方法，在高分子和有机大分子分析鉴定中得到了广泛应用[75-76]。其原理是首先将样品在严格控制的环境下加热，目标化合物在加热的过程中逐渐热解析或热裂解，成为可挥发的小分子化合物，这些小分子通过气相色谱分离后，由质谱进行分析鉴定，最后根据裂解化合物的定性、定量数据反推样品的结构和组成。Dekiff 等[77]采用该技术对采自Norderney北部海岛沙滩的样品进行检测，发现该地区样品中微塑料的高聚物组分主要为聚乙烯、聚丙烯、聚对苯二甲酸乙二醇酯、聚氯乙烯等。Fabbri[78]利用Py/GC-MS对沉积物和悬浮固体颗粒物进行批量分析，结果在颗粒物中不仅发现了PVC、PS、聚乙酸乙烯酯(PVA)、聚丙烯腈丁二烯苯乙烯(ABS)和丁苯橡胶(SBR)，而且还确定了沉积物样品中潜在的塑料颗粒，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产生相似的热裂解产物，故 Py/GC-MS 法在推断样品的结构和组成时存在误判风险。

热分析法与其他分析方法的联用，不仅提高了目标组分的检出灵敏度，而且能够实现复杂基底环境样品的批量分析，这种方式能够以重量为单位(质量/质量)给出总体的微塑料浓度数据；但批量分析无法提供被检测微塑料的数量、尺寸和形状有关的信息，仅可作为辅助手段用于微塑料鉴别。

2.6 扫描电子显微镜及能谱仪

除上述方法之外，一些研究中使用扫描电子显微镜对样品中的微塑料进行检测[59，79-80]。扫描电镜是介于透射电镜和光学显微镜之间的一种微观形貌观察手段，可直接利用样品表面材料的物质组成进行微观成像，能够在清晰和高度放大倍数的条件下提供类塑料颗粒的表面特性图像，为区分微塑料和其它有机物颗粒提供了便利。但这种方法只能获得物质表面形态的图像，还需结合塑料颗粒的表面特性以及元素分析对微塑料进行鉴定；而X光微区分析(EDS)可通过X射线照射,得到材料的X射线光电子能谱,进而获取其元素组成信息[59]。Eriksen等[80]使用SEM-EDS法定性分析了微塑料的成分,并判断出微塑料的污染源。因此现行微塑料SEM分析方法，常联合EDS分析元素组成信息，以在对表面形态进行表征的同时，获取微塑料的元素组成信息。

3 微塑料分析鉴别技术优缺点分析

目视鉴别作为微塑料分析鉴定的一种常用方法，其操作简单、快速，对操作人员要求不高。目检法往往要求所鉴定的物质尺寸较大，但环境中的微塑料尺寸小、种类多，且常被杂质组分包覆，由于许多杂质组分与微塑料颗粒的物理特征较为相似，因此直接通过目检法往往不能提取或区分全部的微塑料，并且可能发生错判、漏判现象。研究表明，显微镜下的目检鉴别对于类塑料颗粒的误判率通常超过20%，其中的70%是对透明颗粒的误判，所有误判的结果都在后续的光谱分析中得到了证实[1,53,80]。

目检法用于微塑料的估测可能存在高估或低估的问题，采用红外光谱、拉曼光谱代替肉眼识别塑料颗粒，可大大提高分析鉴别的准确性。FT-IR法仅需通过过滤等简单的预处理操作即可直接对每一个疑似塑料的颗粒进行图谱分析，不仅可以获得聚合物成分信息，而且还能避免非塑料颗粒的假阳性结果。但对于基质复杂的环境样品，该法的鉴定结果常受被测微塑料老化程度、样品不均匀性等因素的干扰。Micro-FT-IR 法充分结合了显微镜与FT-IR的优点，即在采集视场内颗粒图像的同时获得视场内每一个像元对应的红外谱图，再结合FPA即能满足小粒径微塑料检测及区域范围检测的要求；但该法也有其局限性，例如鉴定的微塑料易受老化等因素的影响，不适合表面粗糙的微塑料鉴定研究，而环境中的微塑料表面大多被中度或重度风化，具有不同程度的粗糙性，且可能复合了其它的材料导致形态和成分复杂，若使用ATR探针对每一个疑似塑料的颗粒进行检测非常耗时。

拉曼光谱法不仅可以获得微塑料表面官能团信息，还能观察其局部的微观形貌。拉曼光谱法最大的问题在于样品带有的荧光对拉曼光谱信号存在影响。Kappler等[81]对拉曼和红外光谱仪鉴定微塑料的能力进行了对比，发现对于尺寸较大的微塑料样品的鉴定，两者均可行；但两种仪器在一些关键步骤上的差异需要在对图谱的解读过程中有所区别，如红外通常能够针对聚合物的信息给出直接的鉴定结果，但是对于其中的添加剂，尤其是微量的添加剂则比较难以测量；另外，图谱的形状和质量很大程度上取决于样品表面的折射率，对于黑色的含有大量炭黑成分的颗粒，红外无法给出鉴定结果。与红外相比，拉曼光谱的激光光束较小，空间分辨率高，能够检测到尺寸小至几微米的微塑料[69]。

热分析法与红外、拉曼等光谱分析法存在较大不同：其一，光谱法不会对样品造成损坏，它们通过激发特定官能团的振动来表征样品的信息，但是处理过程耗时较长；热分析法则具有样品用量小，无需前处理，可直接进样等优点，通过待测样品加热后的分解产物来鉴别微塑料成分，可以同时识别聚合物类型和添加剂。其二，光谱法与光学显微镜耦合，如显微红外和显微拉曼可得到颗粒的大小和数量信息；但Py/GC-MS只能得出聚合物的总质量分数，不能得到微塑料的数量和粒径分布信息。

综上所述，每一种微塑料的鉴别方法都有其优点和缺点(表2)。环境中的微塑料鉴别分析是一项较为复杂的工作,使用单一的分析技术得到的结果并非十分可靠。相较于具有破坏性的热分析技术，原位非破坏性的红外光谱、拉曼光谱等技术在微塑料研究工作中受到更多的关注，原因是环境中微塑料丰度低，提取的样品量受到限制，非破坏性的分析鉴别方法可以满足在较少样品量的情况下，进行多途径分析，获得不同的分析参数。因此在实际工作中，应根据研究目的和样品组分的特点，选择一种或几种分析技术相结合，才能进行准确的定性定量分析。

表2 微塑料分析鉴别方法比较Table 2 Comparison of identification methods of microplastics

4 展 望

目前，微塑料的研究进展迅速，关注的领域主要集中在微塑料在不同环境(海洋、沉积物、土壤)介质中的含量、分布特征，生物摄食微塑料后的累积及其毒理效应，微塑料对持久性有机污染物的富集机制等方面。尽管关于微塑料的研究取得了一定的进展，但由于微塑料本身的多样化，加之环境介质的异质化、复杂化，目前在微塑料的量化鉴别工作中时仍存在许多亟待解决的问题。

4.1 微塑料鉴别标准方法缺乏

(1)在海水分析中尽管已有地方标准《海水中微塑料的测定 傅立叶变换显微红外光谱法》[82]和《海洋微塑料监测规程(试行)》，但仅适用海水基质中的微塑料分析。目前淡水中微塑料的测定参照海水标准，但海水与陆域淡水存在诸多差异，不同水体中微塑料的分离和鉴定尚无标准方法。

(2)相对于水体系统，土壤中的微塑料来源更加丰富。当前，土壤中微塑料的分离主要是借鉴沉积物中微塑料分离和鉴定的相关方法[83-85]，但由于受到土壤质地、有机质及团聚体结构的影响，该类方法用于土壤中微塑料的分离和鉴定时仍存在较多的局限性[1]。因此，有必要针对不同性质土壤开展不同类型微塑料的分离与鉴定的方法学与标准化研究。

(3)空气中的微塑料类型多样，且可在一定的条件下随空气中的浮尘、飞灰及动植物碎屑等一起沉降在陆地或海洋[35-36]，环境空气中的微塑料对生态环境和人体健康存在较大的潜在威胁，因此有必要开展环境空气中微塑料的富集、分离与鉴定的标准方法研究，为进一步研究微塑料在大气环境中的分布、积累和环境行为奠定基础。

4.2 微塑料结合其他痕量污染物的检测技术

微塑料既是环境污染物的来源，也是有毒物质的传播载体。目前关于微塑料和环境中其它痕量污染物的研究越来越多，但微塑料结合其他痕量污染物的复合毒理效应尚未可知。微塑料结合痕量污染物后会发生物理化学性质的变化，因此研究微塑料结合其他痕量污染物的检测技术，可为评估微塑料及其复合污染物对环境生态系统、食物链和人体健康的风险提供科学依据和技术支撑；微塑料结合其他痕量污染物的测定方法，也将是未来微塑料分析的一个研究方向。