环境中的微塑料污染及降解

孙文潇，杨 帆，侯梦宗，贺丹丹，吴 慧，刘 强，张 宏*

（1.西北民族大学化工学院，环境友好复合材料国家民委重点实验室，甘肃省高校环境友好复合材料及生物质利用省级重点实验室，兰州 730300；2.甘肃省生物质功能复合材料工程研究中心，兰州 730300）

0 前言

塑料是通过加聚或缩聚反应聚合而成的高分子材料［1］。由于其成本低、延展性优良、经久耐用、易于加工等特点，已被广泛应用于工业、农业、医药、市政等领域。全球每年塑料生产量已超过3 亿吨，然而仅有6 %～26 %的塑料制品被回收，绝大部分的通过各种途径被排放到环境中［2］造成了严重的环境污染。研究表明塑料进入环境后，在自然界的作用下经历物理、化学和生物的老化过程被破碎成为MPs。MPs 通常被定义为粒径小于 5 mm 的塑料纤维、颗粒或者薄膜［3］。MPs 通过地表径流、大气扩散及人类活动等的迁移作用，沉积并聚集于陆地土壤和水体环境中，且处于不断累积状态［4-5］。塑料颗粒的毒性或任何其他影响均可能随着粒径的减小而增加［6-7］。近些年来国内外研究者针对大气、水体、土壤甚至极端环境中MPs 污染观测及治理等方面开展了大量的研究工作。本文根据Web of science 核心合集数据库检索了2013—2022年来的MPs 污染领域相关论文发表量（2023年2月11日统计），见图1。在此基础上，本文重点综述了土壤、大气及水体环境中MPs 的来源、危害等，同时对于塑料的生物降解及酶降解进行了介绍，并对未来的研究方向进行了展望。

图1 Web of science核心合集数据库以microplastic为主题相关论文的发表情况Fig.1 Publications related to microplastic in the Web of science core collection database

1 不同环境中的MPs污染

近年来，不同存在形式的MPs 已被证明遍布于各种环境中，如表1所示。根据其来源，可分为初级MPs和次级MPs。初级MPs主要由商业产品中的塑料以及有机肥料直接产生。次级MPs主要源于塑料废物通过物理、化学或生物降解等老化过程后产生的。图2显示了在不同环境下的MPs 污染来源。需要注意的是，评估MPs 对生物体的危害是一个非常复杂的过程，MPs的形状、大小、表面电荷、剂量等因素在诱导生物毒性方面均起着至关重要的作用，严重威胁着环境健康与生态安全［8-9］。塑料在降解过程中其理化性质产生变化如含氧官能团增多，为污染物的吸附提供更多的位点，使污染物能够在MPs 表面固定，同时塑料生产过程中的有毒添加剂（增塑剂、阻燃剂）也会随降解过程被释放。较大尺寸的塑料进入到大气、水体及土壤环境中，均会通过光照、风化等非生物因素与生物因素共同作用下，使其机械性能下降和平均分子量降低，使塑料更容易破碎成尺寸更小的纳米级微塑料（NPs）。更为严重的是，MPs 可以随食物链在营养水平上被生物富集并逐渐积累同时人体皮肤与大气MPs直接接触或呼吸作用均可使MPs进入人体中，引起氧化应激、代谢紊乱等毒性机制危害人体健康。人体一年可通过食物链摄入或吸入的MPs 潜在数量达到上万个［10］，其随着血液沉积在肝脏、脾脏等器官中。然而，对于MPs与宿主的生物相互作用，特别是生物屏障，还需要更多了解［11］。另外，MPs 及NPs 已被证明可通过大气沉降、雨水降落、农田种植等过程存在于人类生产生活当中，如土壤中的MPs 在植物生长过程中被根茎吸收，随食物链传递进入人体。存在于植物根际的MPs造成土壤孔隙率变化导致土壤含氧量减少，直接影响植物吸收生长所需的营养物的摄入。近年来，海洋生态圈中MPs 污染研究越来越多，MPs 对海洋生物的危害表现在生物体内聚集引发疾病甚至死亡，如MPs在呼吸道、胃、肠道、肝脏、等部位大量富集，可导致肠道穿孔、发育异常等不良反应。另外海洋中MPs的丰度过大导致海水透光率下降，影响藻类等水生植物的生长。

表1 不同环境中的MPs分布及污染情况Tab.1 Distribution and pollution of microplastics in different environments

图2 环境中的MPs来源Fig.2 Source of MPs in the environment

1.1 土壤中的MPs

MPs 可以通过农用地膜的长时间残留、有机肥的施用、地表水灌溉与大气中悬浮的MPs 颗粒沉降等途径进入土壤环境中［12］。有研究推测全球农业土壤中MPs 的总质量接近150 万至660 万吨MPs［13］。MPs 进入土壤后经过长期的风化撕裂及老化作用导致其理化性质发生改变。随着废弃塑料的不断积累，土壤中的MPs 可黏附在根际表面或部分被植物根系吸收，农作物无法充足吸收养分和水分，导致农作物减产及品质受损［14］。同时有研究表明土壤可成为重金属的有效载体并将其固定在土壤中［15］，对土壤造成重金属污染。同时也可对持久性有机污染物（如六氯苯、多氯联苯、邻苯二甲酸酯类、多环芳烃）、抗生素等发生吸附作用；MPs还可作为自身释放的有毒添加剂的“载体”［16］。土壤复杂的生态组成以及不同类型塑料制造过程中的添加剂等使得研究土壤中MPs变得愈加困难［17］。在人工土壤中，低密度聚乙烯（PE-LD）MPs（<400 μm）在较高浓度（≥1.0 g/kg PE-LD）暴露28 d 后，可引起蚯蚓表面损伤，诱导氧化应激发生［18］。同时研究证明纳米和MPs 对西洋菜种子的发芽率存在明显的不利影响。随着塑料尺寸的增加，不良影响也趋于增长［19］。尽管目前已经对土壤中具有降解能力的微生物进行了相关研究，但根际微生物降解MPs的能力有限，残留的MPs可能停留在植物体内。为了明确 MPs 在土壤环境中的生命周期及潜在效应，微生物在实际复杂土壤环境的最终降解产物以及降解产生的NPs 是否会造成更为严重的影响仍需要更深入的研究。

1.2 水体中的MPs污染

据调查，每年全球塑料制品产生的MPs 超过25 万吨被排放到海洋系统中［20］。同时于233 种海洋生物的体内都发现了MPs 的存在［21］，在北极淡水湖［22］、饮用水［23］和地下水［24］中也检测到了MPs 的存在。塑料类型多种，大多数材质的塑料密度由于小于或接近于海水密度使其存在于水体表面，长江及旱季黄河表层水的MPs 丰度可分别达到（3 407.7～13 617.5）×103个/km2、930 个/L［25-26］。也有如PVC、PET 等密度较大的塑料会发生自发沉降导致海底沉积物中也含有大量MPs，MPs 甚至到达了世界上最偏远的地区，包括北极、南极和第三极，当MPs 被困在冰川中时，还可以加速冰的融化［27］。另外，Lares 等［28］发现一污水处理厂排出的MPs 达到1 千万个/每天。韩龙等［29］调查了天津某一区域MPs 的主要成分为PET、PF、CE、PE。可见塑料对海洋河流生态系统造成了严重的危害。在海洋表面MPs 降解过程中，光降解占据主要地位。例如，PS MPs 在紫外照射下发生光降解，导致 PS MPs 表面氧化和尺寸减小，生成NPs。研究表明生物体摄入的塑料碎片的毒性作用主要是由于其释放出不同的有害化合物和吸附在塑料颗粒表面的污染物［30］。如对珊瑚礁生态系统造成破坏，严重影响珊瑚的摄食性能，适当的骨骼形成和整体营养，甚至在生物体内累积引发疾病或死亡［31-32］。积累在海洋生物体内的MPs 通过消化系统随着生物的粪便排出，沉积于海洋底部。事实上，水体中的MPs 丰度较高，想通过光降解及氧化降解等方式完全去除难度较大，导致降解形成的NPs 会继续存在于水体中，为了减少海洋河流系统中MPs污染，有研究者通过自动收集器对环境中已有的MPs进行机械收集，但非常耗时，远远不能达到预期效果［33］，亟须一种行之有效的生物降解方式来减少海洋中MPs污染。

1.3 大气中的MPs污染

大气环境中的MPs相比于土壤与水体中的研究起步更晚，由于大气环境的特殊以及MPs 尺寸等原因使得其也更加难以收集与分离［34］。大气中的MPs主要来源于农业生产［35］、纺织业和塑料制造业［36］。有趣的是，从清洁和干燥衣服中释放的MPs也是一种新兴的MPs来源。其形态各种各样，包括纤维、薄膜、碎片、颗粒、泡沫和微球等［37］。大气MPs 因密度低、稳定性强和老化表面结构复杂等原因，可长期存在于大气环境中［38］。空气中的MPs可以直接通过呼吸道、口腔、皮肤进入生物体内，所以对生物造成的影响最为直接。受到大气运动和重力作用下发生水平扩散及沉降［39］，导致吸附多种污染物和负载致病微生物的MPs 被人体吸入肺部［35］，成年人吸入肺中的MPs 平均在26～130 个/d，长期接触会导致多种疾病的发生［40-41］。累积在人体器官及肠道中的部分MPs进入人体后又通过粪便排出至环境中。而且由于降雨作用，大气中的MPs 会随雨水流入河流海洋，部分也会残留在土壤环境中。有研究调查了菲律宾大马尼拉市部分城市，在整个采样区域确定了大气悬浮物中含有14 种不同类型MPs［42］。令人意外的是，城市居民区MPs沉降通量高于农业生产区、垃圾填埋场等区域。Bianco 等［43］分析了城市和偏远地区MPs形态差异的主要原因，证明了影响偏远地区高碎片丰度的原因是风速、阵风速度、湿度等因素的综合作用。同时可见人类生产生活所产生MPs的比例之高。

2 MPs的生物与非生物降解

2.1 非生物降解

早期主要是将废弃塑料露天焚烧或直接填埋，占用大量土地资源的同时又造成二次污染［30］。目前塑料种类繁多，其结构各不相同。其中聚乙烯由于具有饱和线性碳氢链结构—［CH2—CH2］n—，难以被自然降解［55］。Goel等［56］提出塑料聚合物降解成为MPs和NPs的途径主要是在物理、化学、氧化（热氧化与光氧化）等条件下发生崩解或碎片化，聚合物链的化学和/或物理结构发生改变，进而导致聚合物发生解聚，分子量降低。塑料非生物降解通常包括热降解、化学降解、光降解、机械降解，但在非生物条件下降解时间较长［57］。

在自然环境中，光降解被认为是引发塑料降解的最重要的过程。有研究表现，当塑料暴露于紫外线下，吸收足够能量的光，发生电子跃迁，参与氧化还原反应以降解高分子有机物造成聚合物分子量降低，进而导致聚合物材料碎裂［58-59］。热降解是指塑料由于温度升高产生的能量输入而破裂。热预处理可以增强聚合物的可生化性，热降解过程中释放的热量同时也可以为聚合物主链中碳的氧化提供能量导致长聚合物链断裂［60］，导致聚合物分子劣化及性能变化，其过程类似于塑料的光降解过程。化学降解包括水解降解和氧化降解，在导致物质降解的因素中，氧气是最强的因素。高级氧化工艺包括光化学氧化、电化学氧化等可以有效降解塑料［61］。机械降解是指塑料因机械性外力作用而破裂，如地膜的风化、塑料与机器的碰撞、包装破碎等。

2.2 生物降解

生物降解是一种自然过程。研究表明利用生物降解可以有效去除不同环境中的MPs，而且不会对环境造成二次污染更加安全、环保，有望为缓解塑料污染提供一种新的方式。在长期自然适应后，生物降解过程可能是塑料降解的一个不可忽视的驱动因素［33］。塑料聚合物作为碳源可以进行好氧降解产生CO2和H2O 或厌氧降解产生CO2、H2O和CH4［62］。同时生物降解受多种因素综合影响，如聚合物的迁移率、触性、结晶度、分子量、官能团类型、生物类型和预处理条件等［63］。由于塑料的官能团类型和化学结构的不同，导致其降解性能的不同，例如具有不饱和双键的塑料通常比具有饱和双键的塑料更容易被降解。

生物降解包括动物、植物及酶的作用。环境中MPs 的生物降解途径被展示在图3 中，例如黄粉虫、大麦虫和蜡螟幼虫等昆虫能够咀嚼和采食塑料制品，并将其作为唯一的碳源在它们体内的肠道微生物帮助下降解各种塑料聚合物［64］。如黄粉虫及其肠道微生物哈夫尼菌属（Hafnia）和摩根氏菌属（Morganella）菌株具有超高PVC 利用率［65］，但高密度聚乙烯（PE-HD）和低密度聚乙烯（PE-LD）并不适合黄粉虫食用［66］。植物降解塑料主要是由于集中于植物茎叶或根际表面的微生物。如红树林植物呼吸根表面的链格孢菌就具有PELD 的降解能力，在其表面定殖，并产生漆酶和锰过氧化物酶从而对MPs 产生降解作用。除此之外，研究还发现辽河中的二形栅藻可以通过分泌胞外多糖黏附在PE内外两侧增殖，造成明显的腐蚀降解效果［67］。

图3 不同环境中MPs的生物降解途径Fig.3 Biodegradation pathways of MPs in different environment

MPs的降解途径还包括微生物的降解作用。微生物降解是指微生物（真菌或细菌）通过纯菌株、微生物群落或联合体利用塑料作为底物生长从而达到塑料降解的过程。研究发现无论土壤或海洋中均存在着可降解塑料的微生物或微生物联合体。同时证明了真菌其降解效率高于细菌，微生物联合体的降解效率也更为显著。Skariyachan等［68］分离出的Enterobactersp.等菌株配制成细菌群，对比印度国际微生物菌种保藏中心MTCC 菌株组成的联合体在同一时期内降解率更高。也正因微生物群落更优的降解效果而受到了广泛关注。Ben 等［69］提出联合体成员通过交换代谢物或信号进行交流，使其能够通过分工协调活动。与单一培养相比，微生物群落能够自我组织形成空间模式。聚合物质量的减少与微生物种群的增加息息相关。Han等［70］发现从土壤中分离出的两株节杆菌和链霉菌，具有不同的代谢类型，所处微环境不同，获得营养的途径也不同。在极端恶劣的环境下也存在着塑料的降解菌株。Urbanek 等［71］分离出有效降解降解聚己内酯（PCL）、聚丁二酸丁二醇酯（PBS）的多株南极微生物，包括161株细菌和38株真菌。陈萍等［72］筛选出一株聚乙烯醇降解菌，在最佳培养条件的优化后其降解率提高了2.10 倍。Spina 等［73］体外筛选时发现多数真菌（97 %）能够在PE 粉末作为唯一碳源的存在下生长。同时证明了尖孢镰刀菌、淡紫拟青霉能够引起强烈的氧化现象和PE 膜形态的变化。塑料制造过程中的添加剂、金属和催化剂残留物对于塑料的降解特性也具有一定影响，如加速饱和键塑料的降解。Roy 等［74］研究了含有微量硬脂酸钴的非生物老化PE-LD可以富集微生物菌株进行降解。不同的地点及环境下，微生物的种类存在较大的差距。不同塑料表面微生物的种类及比例也存在极大差异。

3 生物降解机理

塑料降解与微生物产生的酶促反应密切相关。氧化酶、漆酶、水解酶和过氧化物酶已被证明可实际参与聚合物降解。酶对塑料的生物降解过程可简单概括为酶通过活性位点与塑料结合之后在活性位点的催化作用下降解塑料［75］。酶对底物的特异性决定了降解不同塑料的聚合物酶也不同，部分塑料降解相关酶如表2所示。

表2 塑料降解相关酶Tab.2 Enzymes associated with plastic degradation

聚乙烯根据不同的制造工艺和线性主侧链不同的物理排列，可分为3 种，如线性低密度聚乙烯（PELLD）、PE-LD、PE-HD，如图4所示。由于聚乙烯为大分子聚合物不能被微生物直接利用并且主链上缺乏活性基团和可水解基团，需要将其分解成小分子产物。完整的聚乙烯降解过程包括4 个阶段：定殖、解聚、同化、矿化。其具体降解机理如图5所示，将微生物固定在聚合物表面是PE 生物降解的第一步。微生物利用PE 作为生长所需的碳源从而在PE 表面定殖，形成生物膜。也正因微生物的定殖使得聚合物更容易被细胞外酶如解聚合酶和水解酶攻击从而解聚成更短的片段。攻击酶有2 种不同的方法，即内攻击和前攻击［76］。使得链上某处发生水解以及链末端的裂解，产生小的低聚物或单体并在氧气的作用下发生氧化，形成羰基、羧基、羟基等含氧官能团。此外，如角质酶、水解酶、脂肪酶和酯酶等酶类可以将含有10～50个碳原子的氧化低聚物分解成更小的分子，使得小分子片段通过细胞膜运输至微生物细胞中，被微生物同化并接受细胞内代谢，主要为β-氧化机制和柠檬酸循环的作用下发生同化。最终塑料可在好氧条件下矿化为CO2和H2O，在厌氧条件下通过胞外和胞内过程矿化为CH4、CO2、有机酸、H2O 和NH4，从而导致微生物生物量的增长［77］。Eyheraguibel 等［78］证明了细胞外机制导致的酶促氧化和水解作用也十分重要。同时有研究表明，酶以协同酶组合的方式发挥作用，利用其特性对聚合物的降解进行高效顺序催化［79］。

图4 PE-LD、PE-HD、PE-LLD的分子链结构及PE结构单元Fig.4 Molecular chain structure of PE-LD，PE-HD，PE-LLD and structural unit of PE

研究表明，因PE-LD具有支链结构，链排列比较疏松，微生物更容易渗入PE-LD 无定型区域使其降解。漆酶属于氧化酶组酶，是报道最多的与PE-HD 降解相关的酶。PE 的高分子量及线性结构是酶降解的主要问题，它影响可能的酶反应的数量［80］。

PET 是一种高聚酯类化合物，由乙二醇（EG）和对苯二甲酸（TPA）以酯键依次连接形成的线性高分子聚合物。有研究表明，PET 水解酶（PETase）首先通过内型水解与PET 分子链中易接近的酯键随机结合，使酯键发生水解，PET 分子链断裂生成低分子量PET，然后低分子量PET 中灵活性较高的无定形部分的酯键通过外型水解作用生成TPA 和EG，从而导致聚合物的质量损失［81］。Austin 等［82］通过X 射线晶体学分析，PETase 为经典的α/β-水解酶折叠结构，具有开放的活性位点裂口，其核心由8 条β 股和6 条α螺旋组成。PET 降解过程（图6）首先为PETase 发挥水解作用，主要产物单体为对苯二甲酸乙二醇酯（MHET）和对苯二甲酸双羟乙酯（BHET）及微量的TPA，同时BHET 也可以通过PETase转化为MHET。然后MHET 酶（MHETase）可将MHET 水解为TPA和EG。TPA 通过TPA 转运体（TPATP）被TPA 1，2-双加氧酶分解。乙二醇可以通过乙酰辅酶A 转化为乙酸，也可以转化为异柠檬酸。PUR 是由含有氨基甲酸乙酯和氨基甲酸乙酯的重复单元组成。PUR降解酶其中四种属于角蛋白酶，与PET酶相似［83］。

图6 PET的生物降解途径Fig.6 Biodegradation pathway of PET

PS 是由芳香族苯乙烯单体组成的一种液体烃。聚苯乙烯在环境或水体中的存在会导致许多毒性。PS中的碳-碳骨架具有高分子量和强疏水性，对氧化还原过程的酶裂解具有高度抗性［84］。苯乙烯单体的酶促降解机理涉及各种酶反应，图7所示。聚苯乙烯主链通过水解降解为苯乙烯单体。苯乙烯本身可以作为某些微生物生长的碳源或苯乙烯单体的矿化产生乙酰辅酶A，被用作三羧酸（TCA）循环中的底物。苯乙烯单体在苯乙烯单加氧酶作用下被氧化为苯乙烯氧化物。其次，氧化苯乙烯异构酶将氧化苯乙烯异构化为苯乙醛。苯乙醛脱氢酶将苯乙醛转化为苯乙酸。最后，在苯乙酰辅酶A 连接酶的存在下，苯乙酸转化为苯乙酰辅酶A。苯乙酰辅酶A 经过β-氧化生成乙酰辅酶A，进入TCA循环［85］。

图7 PS的生物降解机制Fig.7 Biodegradation mechanism of PS

4 结语

MPs 污染已成为与气候变化、臭氧耗竭等并列的全球重大环境问题。MPs通过多种途径进入土壤环境中，造成农作物减产、重金属累积等问题。在水体中，MPs在生物体内呈现富集状态，对水生动物造成伤害，甚至通过食物链进入人体。本文对土壤、水体及大气中的MPs 污染来源、迁移扩散、危害进行了总结，同时对于生物与非生物降解的类型进行了简单的介绍，最后对于微生物及酶降解不同类型塑料的降解机制进行概述。虽然土壤、水体、大气中的MPs的分离或治理都具有极高的难度，但是近年来随着不同宏基因组学方法（微生物群落分析、功能宏基因组学、靶向基因测序和全宏基因组测序）的不断改进以及微生物降解效果的表征手法的更新，对于挖掘微生物群落中未发现的塑料降解酶起到举足轻重的作用，是解决这一方法的有力工具。因此，在未来的MPs污染研究工作中，以下几个方面应受到更多的关注：（1）多菌株联合降解塑料，已证明其比单个菌株的降解效果更好，探究多个菌株之间的协同作用是如何运行，可更好地解释菌株联合体的作用。（2）MPs 生物降解已经受到了广泛的关注，目前生物降解大多是在实验室中论证，可将已证明具有生物降解能力的菌株或生物体投入到土壤或水体中验证可否为缓解MPs污染发挥实际作用。（3）塑料降解能力的部分表征如质量损失等方式已被指出不具备充足的说服力，可进一步提出更加有效的测试方式。（4）随着生物可降解塑料快速发展，生物可降解塑料的出现是否为一种更好的选择，有研究表明生物可降解塑料可能会产生更多MPs/NPs 污染，可进一步地研究传统塑料与生物可降解塑料后续对于环境的影响。（5）塑料降解酶种类繁多，全基因组测序方法是一种作为潜在塑料降解酶的有力工具，可继续开发利用其研究酶对于各类型塑料的作用机理。