(1.長江科學院 流域水環(huán)境研究所，武漢 430010； 2.華中科技大學 環(huán)境科學與工程學院，武漢 430074)

1 研究背景

微塑料(Microplastics)是一種全球新興的污染物，目前對于微塑料的廣泛定義是：粒徑<5 mm的塑料微粒[1-2]。淡水微塑料來源分為初生微塑料及次生微塑料。初生微塑料指生產的微小顆粒、微珠等以小顆粒的形式直接排放到環(huán)境中產生的塑料(如洗化用品中具有磨砂功能的洗面奶、沐浴露及具有摩擦作用的牙膏等)。次生微塑料指大型塑料垃圾經過物理、化學和生物過程產生分裂和體積減小而成的塑料顆粒。微塑料的危害主要有以下3點：①微塑料可釋放出有毒有害物質。在塑料制品的制作過程中往往會添加許多添加劑，以提高其物理性能，如著色劑和阻燃劑，其中一些是眾所周知的內分泌干擾化合物，它們可以從塑料碎片中釋放到水系統(tǒng)中，并進一步進入食物鏈，導致生物體內毒素積累[3]。②微塑料比一般塑料更容易吸附有毒有害物質。微塑料表面積大及固有的疏水性[4]，使其可作為重金屬和持久性有機污染物等化學污染物的重要載體，對環(huán)境造成嚴重污染[4-7]，甚至可能會給人類帶來嚴重的健康問題。③微塑料對水生生物有毒害作用，從而影響生態(tài)環(huán)境及人類健康。對魚類的一些研究表明，微塑料和相關毒素在生物體內是有累積效應的，會引起生物體腸道損傷和代謝改變等問題[3]。

2004年Tompson等[2]第一次提出“微塑料”這一術語，開始引起科學界的重視，起初研究主要集中在海洋領域，2012年后淡水中微塑料的研究得到了越來越多的關注，最近幾年有關淡水中微塑料來源和豐度的研究更是以指數形勢大幅增加，但淡水中微塑料的研究技術還不夠成熟。用于淡水中微塑料研究的相關技術和理論大多基于海洋中微塑料研究的技術及理論，研究時需注意這2種環(huán)境的差異性：①淡水與海水的密度不同，海水密度為1.02～1.07 g/cm3，淡水含鹽量低，密度在1.0 g/cm3左右，相較于海洋，淡水中微塑料垂直分布位置可能會偏低一些；②微塑料在淡水與海水中受到的物理力程度不同,如海洋系統(tǒng)中經常出現(xiàn)大的波浪與風速，淡水系統(tǒng)中的微塑料也會經歷物理力作用，但相較于海洋，淡水環(huán)境的風浪會弱很多，所受物理力較??；③環(huán)境條件也有巨大差異，如太陽輻射、降雨、酸堿度和溫度，這些外部條件對微塑料有較大影響[8]，如Christopher等[9]研究表明，在極度缺乏營養(yǎng)的湖泊中，缺少生物浮體導致高紫外線滲透，塑料碎片容易經歷相對強烈的風化。

目前微塑料研究的最大問題是需要協(xié)調方法、建立標準。有關淡水中微塑料的研究文獻雖已有一定基數，但不同研究之間從采樣到樣品預處理，至最后的儀器檢測，所采取的方式都不一致，未形成一套統(tǒng)一標準，不僅影響了研究結果的可靠性，也給不同文獻之間結果的分析比較帶來很大困難。如采樣方面，部分研究對于采樣技術的介紹較為簡單，未對外部條件(如天氣、水流、時間等)進行描述或控制，選取的采樣工具不同，使得采樣結果缺乏代表性與重現(xiàn)性，方法學的缺陷被進一步放大。樣品分離方面，需不斷開發(fā)新技術來提高分離效率，確定微塑料的最低粒徑以統(tǒng)一濾膜孔徑。樣品的提純方面，需找尋高效的消解技術，確定消解液類型與最佳反應條件。

本文基于國內外淡水水體中微塑料的相關研究，選取34篇典型文獻[10-43]，對淡水水體中微塑料的采樣及預處理方法進行分析和比較，討論了不同方法的優(yōu)缺點，針對目前存在的問題，提出了未來研究展望。以期使讀者對目前淡水環(huán)境中微塑料的采樣和預處理方法研究有較為系統(tǒng)的了解，并推動淡水水體中微塑料采樣和預處理技術邁向標準化。

2 淡水水體中微塑料的賦存狀況

研究者在歐洲、澳洲、北美、亞洲的淡水中都檢測到了微塑料。從國外淡水環(huán)境的數據來看，微塑料已經遍布各國的江河湖泊等淡水水域。無論是人口密集還是位置偏遠地區(qū)的淡水水域，都有大量的微塑料被檢測出。在中國，淡水中微塑料的豐度在不同地區(qū)差異較大，污染水平最高的地方是城市河段以及大城市附近的湖泊或水庫。從地理位置看，位于人口密集、城市化程度高的內陸水域中微塑料污染更嚴重，如長江流域、珠江三角洲和三峽水庫的上游等[44]。然而，微塑料污染也發(fā)生在偏遠、人口稀少地區(qū)的地表水中，如青藏高原的河流和湖泊[45]。這表明缺乏有效的防控措施時，在徑流、季風等因素的影響下，微塑料可能會遷移并擴散到各種類型的水域，最終對淡水環(huán)境和人類健康造成風險。

河流、湖泊、水庫3種淡水水體中的微塑料賦存情況如下。

(1)河流：河流是微塑料的重要接納體，同時也是海洋中微塑料的一個重要陸源輸入，其微塑料污染情況直接影響了近海海岸的微塑料污染程度。因此，近年來河流中微塑料的污染逐漸成為研究熱點[46]。河流也是微塑料研究最多的淡水水體，在國外，英國的泰晤士河、巴黎大城市中的地表水、西班牙的埃布羅河、加拿大的圣勞倫斯河、澳大利亞布里斯班河及維多利亞州的地表水、韓國的漢江及那東河等都有大量微塑料被檢測出。在中國，珠江、渭河、海河、黃河下游地表水、長沙和武漢的城市地表水也有著不同程度的微塑料污染。

(2)湖泊：湖泊是一個具有不同水文條件的半封閉系統(tǒng)，由于水動力學相對穩(wěn)定，可能作為大量微塑料的匯集地。例如在加拿大的溫伯尼湖中檢測出較高濃度的微塑料，最低值為入流處的53 000個/km2，最高值為出水口附近的748 000個/km2[29]；中國洞庭湖中微塑料的濃度范圍為900～2 800個/m3，洪湖為1 250～4 650個/m3[36]。

(3)水庫：水庫是一種介于河流和湖泊之間的半人工半自然水體，又被稱為“人工湖泊”，這反映了水庫與自然湖泊具有一定相似性，但在某些方面仍有較明顯差異。如湖泊水力滯留時間長，幾何形態(tài)為U形，水動力學特征比較有規(guī)律；而水庫水力滯留時間短，幾何形態(tài)為V形，水動力學特征變化大[47]。目前對于水庫中微塑料的研究不多，國內最大的水庫三峽水庫和丹江口水庫均有微塑料方面的研究報道。從現(xiàn)有研究數據來看，水庫中也含有大量微塑料，污染水平較高。三峽水庫中水體微塑料含量范圍為1 597～12 611個/m3，沉積物每千克濕重中微塑料含量為25～300個[13]。丹江口水庫中水體微塑料豐度為467～15 017個/m3，沉積物每千克濕重中微塑料含量為15～40個[17]。

3 微塑料樣品采集

微塑料在淡水環(huán)境中的遷移、溯源、歸宿、分布和生態(tài)毒理效應等方面的研究都涉及多種介質，主要介質有水體、沉積物及生物體。樣品的采集方法很大程度上取決于取樣環(huán)境和微塑料的最小尺寸。

3.1 水樣采集

微塑料在水體中的分布取決于其性質，如密度、形狀、大小、化學物質的吸附和生物絮凝，以及水的密度、風、水流和波浪等環(huán)境條件[7]，因此采集的微塑料數量和質量很大程度上取決于取樣的位置和深度。由于微塑料在水體中豐度低、尺寸小，通常采用濃縮樣本和大體積采樣2種方法。

濃縮樣本法指采樣過程中樣品體積會減小的方法，主要通過拖網采集。海洋微塑料拖網可以應用于淡水水體微塑料的采樣中。從現(xiàn)有報道來看，目前淡水環(huán)境使用的采樣網類型主要有蝠鲼網(Manta net)、漂浮生物網(Neuston net)和浮游生物網(Plankton net)。不同類型的采樣網特征不同，采樣位置也不同。蝠鲼網前端有一對像翅膀的金屬箱，這使其能夠漂浮在水面上；漂浮生物網連接在一個大的矩形框上。這2種采樣網可用于表層水樣的采集。浮游生物網的頭部是圓柱形的，身體呈圓錐形，常用于中層水取樣。3種不同類型的拖網外觀見圖1。采用拖網采樣的優(yōu)點主要有：易于使用；可以對大量的水取樣；可以覆蓋較大的采樣區(qū)域，提取大量微塑料樣品，并減少采樣體積[48]。缺點主要有：設備昂貴；需要船；樣品可能受船只及拖纜污染；網孔孔徑大，較小的微塑料會通過網格被漏掉[49]。已有文獻報道中拖網孔徑為112～333 μm不等。

圖1 常用的淡水微塑料采樣網

大體積采樣法指不減少水的體積，一般用散裝取水器(包括取水容器)或用泵采集淡水水樣。使用散裝取水器采完樣后需立即送入實驗室進行篩分。其優(yōu)點主要有：不需要專門的設備和船；易于收集樣品；樣品大小齊全，可用于收集較小的微塑料。缺點主要有：費時費力；需將水桶人工轉移到實驗室；采集水樣量較?。凰w的取樣區(qū)域有限，數據可能不具有代表性(因為微塑料的空間分布是高度可變的)。泵采集樣品優(yōu)點主要有：可對大量的水取樣；省力；允許選擇取樣時過濾篩網大小。缺點主要有：需要設備；工作時需要能量；儀器可能造成污染。

不同的采樣方法會造成樣品代表性的不同，在選取的34篇文獻中，涉及水體采樣的文獻共有28篇，其中，用拖網采集的共有9篇，泵采樣的有8篇，采水器采樣的有8篇，不同采樣方式優(yōu)缺點比較見表1。泵和采水器結合的有1篇，有2篇文獻將拖網和泵結合使用，目的是為了采集不同深度的水樣。目前，拖網法、散裝取水器采樣法、泵采樣法在國內均有普遍應用。具體采樣方法的選擇主要受采樣區(qū)域與已有設備限制，實驗人員可根據客觀條件來靈活選擇自己的采樣方式。

表1 不同采樣方式優(yōu)缺點的比較

3.2 沉積物樣品采集

沉積物在淡水水體污染中同時扮演著“源”和“匯”的角色。一方面，微塑料表面的靜電力易吸附水體懸浮顆粒物，并通過物理、化學和生物沉降作用隨著顆粒物進入沉積物；另一方面，在環(huán)境條件發(fā)生變化時，沉積物中的微塑料會通過絮凝、沉降、解吸等過程再次釋放到水體中。一旦進入沉積物，微塑料就會經受低溫和低氧，避免了紫外線的破壞和機械風化，從而促進了其在水環(huán)境中的持久性，增加了其在水環(huán)境中的污染程度。在全世界范圍內，每千克干重或每平方米的淡水沉積物中微塑料含量在幾十到幾千個不等，如葡萄牙的Antua河，每千克干重的沉積物中有56～1 265個微塑料[18]，甚至在圣勞倫斯河中微塑料豐度最高的采樣點達到7 562個/kg[15]。

沉積物中微塑料的分布是不均勻的，會受微塑料自身性質和環(huán)境因素的影響，且由于局部區(qū)域可能含有較高濃度的微塑料，試驗結果很大程度上取決于采樣區(qū)域和深度，因此，在取樣時應保證隨機性，從而使得取樣具有代表性。沉積物的采集由于采樣位置的不同，使用的工具也有所不同。河底沉積物一般選擇巖心取樣器、抓斗或箱式采泥器，岸邊泥土可采用鑷子、不銹鋼采樣鏟或不銹鋼勺采樣。采集后的樣品需用鋁箔包裹放入塑封袋運回實驗室，在4 ℃下保存。以上采樣工具都得到了普遍應用，目前國內應用最多的為VV抓斗式采樣器。

3.3 生物樣品采集

微塑料的粒徑較小，容易被水中生物誤食，繼而在其體內引發(fā)一系列毒理效應，因此研究微塑料在生物樣品中的分布十分必要。雖然水生生物攝入微塑料在世界范圍內已被廣泛報道，但這些研究大多集中在海洋生物上，而淡水生物攝入微塑料的信息較為匱乏。在世界范圍內，每個個體淡水生物和海洋生物中微塑料的含量從數個到幾十個不等[44]。例如太湖中蛤蜊軟組織的微塑料含量為0.2～12.5個/g[22]；澳大利亞古爾本河的淡水蝦中，36%的個體含有微塑料，平均豐度為24個/g[26]。

微塑料生物樣品采集種類主要有浮游生物、底棲生物及魚蝦類。浮游生物的采樣可分為2種方法：一種是直接采用垂直拖網，例如先用Bongo網攔截，再選擇合適的淋洗液(常用10%福爾馬林溶液)沖洗拖網獲得樣品；另一種方法是用潔凈容器采集一定體積水樣，再提取水樣中的生物體進行后續(xù)分析。底棲生物可以通過拖網采集。大型生物類如魚類通常利用漁網直接采集或從當地市場進行購買，也有部分研究者從當地漁民或垂釣愛好者處購買[50]。

4 微塑料樣品分離

部分研究采用直接挑選法來分離微塑料個體，但由于肉眼識別率低、類型難以分辨等，此方法得到的結果往往受到質疑。因此，如何從樣品中將微塑料分離出來并進行定量分析和表征是樣品處理非常重要的一個環(huán)節(jié)[51]。目前較為常見的微塑料分離方法主要有過濾、篩分及密度分離法。

4.1 過濾或篩分

過濾或過篩是分離水樣中微塑料的最常用方法，也是分離沉積物樣品上清液的常用方法。篩分可將微塑料從環(huán)境基質中提取出來，并細分成不同大小的類別。它通常作為一個初始提取步驟，在此步驟中，樣品可以濕篩或干燥后篩，以減少后續(xù)處理的體積。篩孔尺寸的選擇，決定了要定量的微塑料的尺寸范圍。過濾是一種固液分離技術，可通過該技術將微塑料從初始水樣、密度分離或消解后的溶液中分離出來[52]。使用最廣泛的濾紙是玻璃纖維濾紙，其次是硝酸纖維素濾紙和尼龍網。

濾紙的孔徑或篩孔可以有很大的變化，其決定了檢測到的微塑料的最小尺寸。然而，較小的孔徑或篩孔也可能導致有機質和礦物質快速阻塞。本文選取的34篇文獻中，孔徑或者篩孔的大小各不相同，為0.22～1 600 μm不等，有1篇文獻缺少該信息，1篇未采用該步驟?？梢钥闯?，由于研究對象的目標尺寸不同，不同研究對濾紙孔徑的選擇差異也較大，所以應該定義一個標準化的孔徑或篩孔大小，以便于不同文獻之間結果的比較。

4.2 密度分離法

在分離淡水中微塑料時可以利用密度差，向樣品中加入飽和鹽溶液，使得微塑料密度低于溶液，從而上浮進行分離。利用鹽溶液進行密度分離的一般操作方法是：向樣品中加入飽和鹽溶液，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(xù)保持懸浮狀態(tài)或漂浮于溶液表面，最后收集上層溶液中的微塑料。由于微塑料的密度依賴于聚合物類型、添加劑濃度，甚至吸附的物質和生物體，所以普遍認為用于提取微塑料的鹽溶液密度應>1.4 g/cm3[53]。目前，所有用于淡水樣品預處理的提取方法幾乎全部是利用鹽溶液進行密度分離的。主要有以下幾種飽和鹽溶液。

(1)飽和NaCl溶液(密度1.2 g/cm3)：是實現(xiàn)這一分離過程最常用的溶液，80%～100%的微塑料顆粒可以通過攪拌飽和NaCl溶液分離得到，成本低，對人體無毒。缺點是對于高密度聚合物的回收率較低[3]。在試驗過程中推薦使用試劑級純度的NaCl，因為它的密度稍高，對稍重的聚合物具有更高的分離效率。

(2)飽和NaI溶液：NaI溶液的密度高達1.8 g/cm3，可分離出密度較大的微塑料。缺點是有毒性，對環(huán)境有害，價格昂貴，建議循環(huán)使用。且由于NaI與纖維濾紙反應會使其變黑，使視覺識別變得復雜，因此應避免與纖維濾紙同時使用。

(3)ZnCl2溶液(密度1.6 g/cm3)[38-39]：可分離出密度較大的微塑料，效率高。缺點是對環(huán)境有害，為了將環(huán)境污染降到最低，有必要對ZnCl2進行回收再利用。

(4)其他鹽溶液：如密度為1.4～1.5 g/cm3的聚鎢酸鈉(SPT)溶液，SPT作為一種無毒的分離鹽，多年來一直用于液體分離，然而與其他鹽相比，價格昂貴[15]；密度為1.3 g/cm3的氯化鈣(CaCl2)溶液，但有研究證明了CaCl2是不合適的，因為它會對測量造成干擾[54]；甲酸鉀(HCOOK)溶液[23-24,40]，化學性質穩(wěn)定且相對便宜，但對環(huán)境可能有害。

為了達到更好的效果，有研究使用雙密度分離法：第一步先使用NaCl溶液將低密度微塑料浮選出來，再使用NaI溶液或ZnCl2溶液將高密度微塑料浮選出[13,17]，不僅能提高效率還能節(jié)省二次浮選時所用的價格昂貴的鹽溶液。還有研究開發(fā)出空氣溢流法(air-induced overflow，AIO)：先在NaCl溶液中通入空氣使樣品流化后溢出，以減少待測樣品體積，再用NaI溶液進一步浮選。該法回收效果好，回收率在91%～99%之間[55]。

4.3 其他提取方法

(1)慕尼黑塑料沉積物分離器[56]。它結合使用ZnCl2溶液，對于較大的微塑料顆?；厥章士蛇_96%～100%，對于較小的微塑料顆?；厥章士蛇_96%，其主要用于沉積物樣品中的微塑料分離。

(2)通過加壓流體萃取法(Pressurizd Fluid Extraction,PFE)分離土壤/沉積物中的微塑料[57]。通過優(yōu)化PFE條件，塑料可以從土壤/沉積物樣品中分離出來。雖然小至30 μm的塑料顆?？梢员挥行崛?，但使用該方法的挑戰(zhàn)在于：①無法很好地確定微塑料尺寸分布；②微塑料萃取后的形貌發(fā)生變化。

(3)淘析法[54]。在自行設計的洗脫浮選裝置中，通過向上的水流和曝氣將輕質微塑料保留下來，然后在孔徑35 μm的篩上進行收集。該方法提取效率為94%～98%，可以有效地分離沉積物中的微塑料。它的局限性在于不太適用于含有高濃度有機物的水體。這是由于微塑料與這些基質中自然存在的顆粒之間的密度差可以忽略不計，淘析法難以實現(xiàn)。

(4)油提取法[58]。利用微塑料的親脂特性，將微塑料微粒與油充分混合，使其被油包裹而降低密度，從而可以浮到上層，再將油與剩余溶液分離，反復提取2次。該方案成本低、效率高，不會對聚合物造成損害且經過酒精或特定洗滌劑清洗后也不會干擾后續(xù)的儀器分析。但是油提取法在淡水中微塑料的研究沒有得到廣泛應用，收集的34篇文獻中只有1篇文獻使用了該方法。

本文選取的34篇文獻中，21篇涉及沉積物樣本預處理，只有2篇沒有使用鹽溶液密度分離法，其中：NaCl溶液4篇；ZnCl2溶液7篇；NaI溶液1篇；HCOOK溶液3篇；偏鎢酸鋰溶液1篇；1篇缺少所用鹽溶液的詳細信息。有2篇采用雙密度分離法：先使用NaCl溶液再使用NaI溶液。未采取鹽溶液密度分離法的2篇文章中，1篇采用直接過濾[42]，1篇采用油分離法。而在涉及水樣預處理的28篇文獻中，只有9個水樣使用了鹽溶液密度分離法：NaCl溶液5篇；ZnCl2溶液2篇；偏鎢酸鋰溶液1篇；1篇缺少所用鹽溶液的詳細信息。1篇采用顯微鏡直接分揀法，其余18篇采用直接過濾法。每種提取方式使用頻率占比見圖2。

圖2 選取的文獻中水體和沉積物中微塑料的提取方式占比

5 微塑料樣品消解

環(huán)境樣品中含有的生物物質常與塑料混淆(如顏色較深的藻類碎片)，導致對微塑料濃度的過高估計，并增加了需要進一步分析的顆粒數量。因此，有必要創(chuàng)造一種簡單的消解方法，能夠在不影響聚合物結構或化學完整性的情況下減少有機物含量。目前，國內外常用的消解方法主要分為4種：酸消解(HCl、HNO3)、堿消解(NaOH、KOH)、氧化劑消解(H2O2、芬頓試劑)和酶消解。選定消解方式后，還需選擇合適的消解時間與溫度才能達到較好的消解效果。如Prata等[4]比較了H2O2(30%)、HNO3(35%)、KOH(10%)、十二烷基磺酸鈉(SDS，10%)、芬頓試劑(Fe(II)+30% H2O2)5種消解液的消解效果，證明芬頓試劑與KOH最適合用于有機物的消解，在50 ℃、消解1 h的條件下消解效率最高，不會導致合成聚合物的失重和視覺變化(硝酸纖維素除外)，不會影響對聚合物類型的紅外識別。

然而，消解的必要性取決于樣品中有機物的多少。比如本文選取的文獻中并非都有消解的步驟：21篇涉及沉積物的研究中，4篇沒有消解步驟，13篇使用H2O2(30%)，4篇使用芬頓試劑；28篇涉及水體的研究中，3篇沒有消解步驟，18篇使用H2O2，1篇使用HCl，1篇使用H2O2+HCl(5%～10%)，5篇使用芬頓試劑。每種消解方式的使用占比見圖3，不同消解方式優(yōu)缺點的比較見表2。

圖3 選取的文獻中水體和沉積物中有機物的消解方式占比

表2 不同消解方式優(yōu)缺點比較

5.1 化學藥品消解

5.1.1 酸消解

無機酸可以用來降解有機物，使用較多的是硝酸和鹽酸。然而，一些聚合物(如尼龍、聚酯(PET)等)對酸的耐受性低，特別是在高濃度和高溫下，很可能被降解，所以必須在合理的時間內采用最佳的濃度和溫度來去除生物材料。其中硝酸(HNO3)廣泛用于生物化合物的消解，消解率在94%～98%之間，但硝酸可能會留下油質殘留物或組織碎片，導致尼龍和聚苯乙烯(PS)的溶解；鹽酸(HCl)并不能消解所有有機物，消解率不高，處理效果不理想[59]，所以不推薦單獨使用。

5.1.2 堿消解

堿消解是替代酸消解的一種很有潛力的方法。然而，堿消解也可能對微塑料造成損害或使其變色，使油性沉積物、生物體的骨碎片或二次沉積物重新到塑料表面，改變待測粒子光譜使特征識別復雜化。其中KOH和NaOH對有機物有很好的消解作用，而且回收率較高，被認為是非常有效的消解措施，常用于去除動物組織。但這2種藥品仍然存在堿消解的固有缺點，且生物硬質體和脂肪可能無法完全被堿消解。此外，NaOH會造成不同類型的聚合物的降解及變色[60]?？梢詫⑺釅A消解一起使用(如NaOH和HNO3)，生物物質消解良好，回收率高。

5.2 氧化消解

5.2.1 過氧化氫(H2O2)

H2O2是一種去除有機物的高效氧化劑，已被廣泛用于去除水和沉積物中的有機物。當使用30%的H2O2時，聚合物只發(fā)生了輕微的變化，變得更透明、更小或更薄[61]，能比NaOH和HCl更有效地消解有機物，且?guī)缀醪唤到饩酆衔?。但其在消解過程中會產生泡沫，導致微塑料回收率降低，需采取措施減小泡沫對微塑料回收率的影響。且目前H2O2消解的最佳濃度、消解時間和溫度都不統(tǒng)一，各項研究采取的參數都不相同。

5.2.2 芬頓試劑

H2O2(30%～35%)與Fe催化劑(0.05 mol/L)按1∶1混合的芬頓試劑是美國國家海洋和大氣管理局(NOAA)建議的另一種有效的消解方法[62]。其在50 ℃的條件下加熱1 h，不僅對植物組織有很好的消解效果(對藻類物質的去除率為100%)，而且對動物組織消解率也較高(72.6%)[7]。

5.3 酶消解

酶已被用作另一種消解方法，經常用在生物體的消解上，以去除部分有機物及減少部分生物組織。酶消解的危險性較小(如可以在沒有通風柜的情況下使用)[63]，與化學消解比較，其對微塑料的損害較小，經酶處理的聚合物既不會溶解也不發(fā)生降解。但是酶消解的效率會隨著樣品中有機物的種類而變化；每種酶都有最佳的溫度和pH值，需找到最佳反應條件；酶消解需要較長反應時間且成本較高。

5.4 其他消解方法

其他方法包括：微波，可以輔助酸消解，比一般熱酸消解效率高[64]，但可能會對微塑料造成損傷；超聲波，與其他方法聯(lián)用可提高消解效率(如與NaOH聯(lián)用可將效率提高7.2%)[65]；次氯酸鈉(NaClO)，在消化魚胃內容物時是有效方法，不影響聚合物形態(tài)和拉曼光譜，但有可能引起微塑料變色[65]。

在以上列出的消解方案中，采用何種溫度、濃度和反應時間才能達到最高的消解效率還需不斷探究，高溫可縮短完全消解有機物所需的時間，但可能會加大對聚合物的損害。Munno等[66]指出60 ℃以上的溫度可能會導致樣品中微塑料的破壞。如何平衡消解效率和對聚合物、微塑料等的破壞這2個因素，制定一種高效的消解方案，不僅可大規(guī)模使用而且不破壞聚合物，是一個值得思考的問題。

6 質量保證和控制措施

在對微塑料進行監(jiān)測時，應在整個過程中采取嚴格的質量保證和質量控制措施(QA/QC)，以提高數據質量至關重要[63]。

在現(xiàn)場采樣中，獲得具有代表性的樣品對于準確評估研究區(qū)域的微塑料豐度顯得尤為關鍵。這需要合適的采樣工具，設計和實施精準的采樣策略[67]，還可通過重復采樣來提高監(jiān)測數據的可靠性。為避免樣品在環(huán)境中交叉污染，采樣工具在使用前或使用后都應用采樣點處的水潤洗3遍，在每個樣品采集完后都應立即裝入容器密封保存，并在采樣結束后立即運回實驗室進行后續(xù)處理。

在實驗室工作期間，背景污染(如空氣中的纖維)會對環(huán)境樣本的定量結果造成偏差[68]，應采取措施檢查和減少背景污染。例如在真空條件下，通過濾紙對工作場所的空氣進行一定時間的過濾，以檢測潛在的空氣污染；保持一個干凈的實驗環(huán)境以避免外界污染，最好能在通風柜中進行實驗；實驗人員使用乳膠手套和棉質實驗服[11-13]，實驗設備使用鋼或玻璃設備，塑料設備更換為非塑料材料或盡量避免接觸塑料設備；減少通風和樣品暴露時間，樣品未使用時用鋁箔覆蓋表面以防止其與空氣接觸[18]；用去離子水仔細清洗設備和容器。

在消解步驟中，大量研究已經證明一些消化劑在高濃度或高溫條件下可能損壞或完全溶解某些種類的聚合物，從而導致對結果的低估。因此，在使用藥品進行樣品消解之前，有必要進行一些測試來確定實驗使用的藥品對塑料的潛在影響。

7 結論與展望

目前微塑料研究的主要問題之一是使用的采樣和預處理方法不一致，研究缺乏一致性，阻礙了對現(xiàn)有及今后數據進行大規(guī)模的比較。

(1)采樣方面，拖網法因涵蓋區(qū)域廣、采樣體積大、節(jié)省人力等諸多優(yōu)點而被廣泛使用在水體采樣，但現(xiàn)有研究采取的網孔大小、拖網速度和拖網時間不同，降低了數據的可比性。此外，有研究比較了不同采樣方式采集的微塑料平均豐度，結果顯示拖網所采集樣品的豐度明顯低于泵式和取水器，但泵式和取水器取樣也有其難以避免的固有缺點。未來研究人員需思考如何開發(fā)出一種標準化的取樣方法，既簡單又能有較高的代表性和重現(xiàn)性，以調查更大范圍內微塑料的賦存狀況。沉積物采樣沒有因為采樣工具的不同而造成豐度上的明顯差異，但在描述微塑料豐度時應標注好干重或濕重以免描述不清造成歧義。

(2)分離方面，不同提取方式的提取效率不同，如何優(yōu)化提取方式、提高微塑料提取效率值得研究者思考。NaCl因廉價、無污染等優(yōu)勢成為了目前使用最多的分離溶液，但其密度較低，對高密度聚合物的提取效果較差。其他密度大的鹽溶液又因為價格昂貴或者易造成污染而無法大量使用，因此建議使用雙密度分離法，先用NaCl將輕質塑料提取出，再用密度大的鹽溶液(如ZnCl2、NaI)提取剩余的重質塑料，使用后的鹽溶液應重復利用以節(jié)約成本和減少污染。除現(xiàn)有分離技術外，未來研究人員還應著力于開發(fā)出其他高效而簡單的提取方式。

(3)消解方面，目前已使用的消解劑對聚合物都有著不同程度的影響，消解過程中所采用的反應溫度與時間也都不一致。酶的影響程度最低，但因其消解速率慢、成本高的缺點而無法大規(guī)模運用。未來應創(chuàng)新高效的消解方案，既可以大規(guī)模使用，又不對有機物造成損害。

(4)在過濾或過篩時，不同研究采用的篩孔、濾孔尺寸都不一致，建議結合微塑料分類標準確定一個統(tǒng)一的孔徑大小。目前文獻對微塑料的分類有巨大的差異，其中使用最多的是將微塑料分為5類：0.5～1 mm、1～2 mm、2～3 mm、3～4 mm和4～5 mm。建議今后能確定微塑料分類的統(tǒng)一標準，以提升微塑料分析過程的標準化及分析結果的可比性。