浮選-消解法提取土壤中的微塑料

陳嫻 顧軒寧 包麗婧 馬璇 潘亞男 馬閃閃 穆瑛慧

摘? ? 要：土壤作為微塑料（MPs）最重要的“匯”開始逐漸受到關(guān)注，但是，由于土壤基質(zhì)的復雜性，目前尚未建立土壤MPs監(jiān)測的標準化方法。探討浮選-消解法提取土壤中兩種典型MPs-聚乙烯（PE）和聚苯乙烯（PS）的效果，重點考察5種消解體系： KOH、H2O2、HNO3、H2O2+H2SO4和H2O2+HNO3。結(jié)果顯示，H2O2的消解效果最佳，其他消解方法會造成土壤有機質(zhì)去除不完全或引起MPs顆粒表觀形貌和表面微觀特征的變化。采用飽和NaCl溶液浮選和H2O2消解聯(lián)用，可有效提取土壤中兩種粒徑（0.85 mm和0.075 mm）的PE和PS，回收率在83%～94%，且大粒徑MPs的回收率更高。

關(guān)鍵詞：土壤;微塑料;浮選;消解;提取

中圖分類號：X55? ? ? ? ? ? ? ? ? ? 文獻標識碼：A? ? ? ? ? ? ?文章編號：2095-7394（2020）04-0001-07

作為一種新型污染物，微塑料（MPs<5 mm，包含納米塑料NPs<0.1 μm）污染已成為第二大環(huán)境和生態(tài)問題。相比于海洋，目前對于土壤MPs的研究還很匱乏。事實上，土壤是一個比海洋更大的MPs“儲存庫”，也是海洋MPs的主要來源[1]。污泥施用、農(nóng)用膜使用和土地填埋等造成了土壤中MPs的普遍污染。但是，目前僅有少數(shù)研究報道了土壤MPs的污染狀況，其顆粒豐度范圍在1.3～42 960個 /kg[2-6]，在工業(yè)區(qū)土壤中甚至檢出了高達7%的MPs[7]。有證據(jù)顯示，MPs能通過陸地食物鏈傳遞，從而增加人類暴露的風險[8]。因此，有必要開展對土壤MPs污染狀況的調(diào)查，以明確其潛在環(huán)境風險。

由于受到土壤質(zhì)地、有機質(zhì)及團聚體結(jié)構(gòu)的影響，從土壤中分離和鑒定微塑料要比水和沉積物中更加困難，這也是限制土壤MPs污染研究的主要原因。由于MPs的密度較小，一般在0.8～1.4 g/cm3，所以密度分離法是最常用的提取方法。常用的浮選液有飽和NaCl （密度為1.2 g/cm3 ）、ZnCl2（1.5～1.7 g/cm3）和NaI（1.6 ～1.8 g/cm3）以及水[9-10]。因此，分離效果的好壞主要取決于MPs和雜質(zhì)的密度差。但是，當從富含有機質(zhì)的土壤中分離MPs時，由于土壤有機質(zhì)和MPs的密度相近（1.0～1.4 g/cm3），所以采用密度提取無法有效分離出有機質(zhì)，需要進一步去除有機質(zhì)。在水、底泥和生物樣品中常用酸（如HNO3）、堿（如KOH）和氧化（如H2O2）及酶（如蛋白酶）進行消解[11]。對于這些技術(shù)的處理效率還沒有系統(tǒng)評價。相比于浮選-消解法，直接提取技術(shù)，如加壓液體萃取[7]、快速加熱法[5]和熱解[12]等雖然省略了分離等樣品前處理，卻破壞了MPs的顆粒信息[13]。因此，土壤MPs污染調(diào)查的首要問題是探索MPs的分析檢測方法，以保證較高的回收率和準確率。

筆者選用浮選-消解法分離和提取土壤樣品中的典型MPs，重點考察不同消解體系對土壤基質(zhì)的去除效果和對MPs表觀特征的影響。擬探討一種操作簡單、經(jīng)濟、準確度高且對環(huán)境影響小的土壤MPs提取方法。

1? ?材料和方法

1.1? 供試土壤

供試土壤采自常州市武進區(qū)農(nóng)田表層（0～20cm），位于N31°41'26''、E119°51'37''。土壤經(jīng)自然風干后，去除碎石、砂礫及動植物殘體等雜質(zhì)，研磨后過10目（2 mm）孔徑尼龍篩。土壤基本理化性質(zhì)如下：pH 6.53（0.01M CaCl2 ：土= 5 ： 1），陽離子交換量21.4 cmol（+） kg-1，有機質(zhì)1.04%，壤土（黏粒、粉沙粒和沙粒含量分別為14.3%、42.3%和43.4%）。

1.2? 供試MPs

選擇了兩種類型的MPs，聚乙烯（PE）和聚苯乙烯（PS），粒徑大小包括20目（0.85 mm）和200目（0.075 mm），均購自南京卡佛科學儀器有限公司。供試MPs的選擇依據(jù)是：土壤MPs污染調(diào)查發(fā)現(xiàn)，PE是土壤中最主要的MPs類型[2， 3， 14];PS占了塑料總需求量的90%，并且在環(huán)境中被普遍檢出，在很多研究中被用作MPs的代表[15];土壤中檢測到的MPs大小主要集中在<1 mm的范圍[2， 4， 14]。

1.3? 重力浮選

在50 mL離心管中加入0.1 g PE或PS和10.0 g土壤，混合均勻后加入40 mL的飽和NaCl溶液，超聲（40 kHz）10 min，室溫下以150 r/min振蕩30 min，5 000 r/min離心20 min后將上清液和懸浮物倒入燒杯中。將上述提取過程重復2次，合并提取液，真空抽濾至孔徑10 μm的尼龍膜上，并用去離子水沖洗燒杯內(nèi)壁和布氏漏斗。

1.4? 消解

將濾渣轉(zhuǎn)移至50 mL的帶蓋消解管中，加入10 mL的消解液，將消解管置于SH230N石墨消解儀中進行消解，具體試驗條件見表1。消解后，用去離子水進行稀釋和沖洗管壁，真空抽濾至孔徑10 μm尼龍膜上，隨后將濾膜放入鋪有錫箔紙的玻璃培養(yǎng)皿中，于60 ℃烘箱中干燥。將消解后的MPs進行電鏡掃描（SEM，Hitachi S-3400N掃描電子顯微鏡），觀察MPs的表面微觀特征。消解體系對比實驗選用20目MPs作為研究對象。

1.5? 數(shù)據(jù)分析

回收率結(jié)果均用平均值 ± 標準偏差（n = 3）表示。采用獨立樣本t檢驗用于評價兩種粒徑MPs的回收率差異。顯著性水平P設(shè)定為0.05。所有統(tǒng)計分析在微軟IBM SPSS 19.0軟件上進行。

2? ? 結(jié)果與討論

2.1? 土壤中MPs的提取

浮選法被認為是分離MPs的有效方法，并且采用的鹽溶液度越高則可以收集的MPs種類范圍越廣，但也可能造成更多的土壤雜質(zhì)被一起浮選出來。海洋戰(zhàn)略框架指令海洋廢棄物技術(shù)組推薦使用價格低廉且環(huán)境友好的NaCl作為MPs的浮選試劑[16]。同時，飽和NaCl溶液密度（1.2 g/cm3）大于PE（0.92 g/cm3）和PS（1.04 g/cm3），可以實現(xiàn)土壤中這兩種MPs的提取。為了提高回收率，將浮選過程重復3次，結(jié)果顯示，第3次浮選過濾后，濾膜上未見MPs，表明兩次浮選即能提取完全。浮選后的重要過程就是土壤和MPs的分離，通常采用靜置[2， 8， 17]或離心[4， 18]。為了達到較好的分離效果，靜置通常需要24 h以上，且密度較小的土壤組分難以分離;離心所需時間短，上清液澄清，但可能造成部分MPs沉淀。預試驗比較了靜置和離心對分離飽和NaCl溶液中PE或PS的效果，其中，PE經(jīng)靜置和離心后均能完全分離，但PS易沾壁，經(jīng)離心處理后沾壁現(xiàn)象消失，但靜置無法完全消除沾壁，見圖1。兩種分離方式均未見MPs沉淀。經(jīng)比較，試驗選擇離心處理。經(jīng)離心后，上清液中的MPs采用真空抽濾分離。但濾膜材質(zhì)也會影響結(jié)果的準確度。Li等比較了石英、玻璃纖維、聚四氟乙烯（PTFE）和尼龍4種材質(zhì)的濾膜，結(jié)果顯示，石英和玻璃纖維濾膜在沖洗過程中容易掉落纖維，PTFE膜因其疏水性難以過濾水相，尼龍膜效果最佳。因此，本試驗選擇了尼龍膜進行過濾。

2.2? ?不同消解體系的比較

土壤組成復雜，特別是含有各種有機質(zhì)。一方面，MPs與有機質(zhì)結(jié)合被包裹在土壤團聚體中，MPs難以從土壤顆粒中分離;另一方面，土壤有機質(zhì)密度較小，浮選法無法將其和MPs分離。因此，浮選和消解聯(lián)用可以提高MPs的分離效率，但消解體系的選擇還應保證MPs的顆粒信息，如數(shù)量、形狀和大小不受影響。He等綜述了各種土壤有機質(zhì)的去除方法，其中H2O2是最常用的消解液，但可能會輕微改變PE和PP的形狀，酸會消解塑料自身，堿會引起塑料表面降解。[11]但是消解的影響也與MPs的類型相關(guān)。Hurley等評價了4種主要的有機質(zhì)去除方法（H2O2氧化、Fenton試劑、NaOH和KOH堿消解）對8種MPs顆粒完整性的影響，其中H2O2在70℃消解對多數(shù)MPs無影響[13]。筆者比較了5種消解體系對浮選后濾渣的消解效果，見圖2和圖3。消解前濾渣中存在大量雜質(zhì)，主要為植物殘體，總體呈淡黃色（見圖2a和3a）。KOH的消解效果最差，仍殘留部分大顆粒有機質(zhì)，對PS無顯著影響，但是PE變黃（見圖2b和3b）。H2O2和H2O2+H2SO4的消解效果最好，有機質(zhì)消解完全，MPs表觀未見明顯變化（見圖2c、2e和3c、3e）。HNO3和H2O2+HNO3消解速度快且消解完全，但是造成了MPs不同程度的變黃，單一HNO3消解的影響大于二元體系，且對PS的影響大于PE（見圖2d、2f和圖3d、3f）。此外，HNO3和H2SO4對尼龍濾膜有腐蝕作用，會造成回收率的降低。

綜合上述分析，H2O2以及含有H2O2的二元消解體系（H2O2+H2SO4和H2O2+HNO3）的消解對MPs的整體表觀影響較小，為了進一步了解對MPs的表面微觀特征的影響，對這3種消解體系下的MPs進行電鏡掃描，其SEM圖見圖4和圖5。PE顆粒間會互相吸附，形成較大的團聚體，初始PE顆粒表面雖然不平整但較光滑（見圖4a）。與初始PE顆粒相比，H2O2消解損傷最小，無明顯腐蝕痕跡（見圖4b）。但H2O2與酸的混合體系造成PE顆粒表面出現(xiàn)了不同程度的損傷，H2O2+H2SO4消解后PE表面出現(xiàn)少量剝落及裂痕（見圖4c），而H2O2+HNO3的消解造成PE表面嚴重腐蝕甚至降解（見圖4d）。新鮮的PS表面較光滑，研磨過程造成了表面的輕微磨損（見圖5a）。而經(jīng)消解后的PS仍處于均勻分散狀態(tài)，顆粒分明，未出現(xiàn)Claessens等研究中出現(xiàn)的融合現(xiàn)象（見圖5b、5c、5d）。這是由于本試驗消解溫度較低，未達到PS的玻璃化轉(zhuǎn)化溫度（95 ℃）。在含酸的消解體系中，PS顆粒表面損傷嚴重，特別是HNO3的存在造成了顆粒表面溶解而大量剝落（見圖5c、5d）。這可能是因為強酸具有強氧化性和腐蝕性。相比之下，單一H2O2消解后的PS與新鮮的PS沒有明顯差別（見圖5b）。Li等比較了這3種消解體系在70 ℃下對6種塑料（PE、PP、PS、PA、ABS和PET）的影響，發(fā)現(xiàn)H2O2+ H2SO4和H2O2+HNO3對PA表面有少量溶解，但未對其他塑料形態(tài)產(chǎn)生影響[14]，這可能是由于該文獻采用的是大顆粒（1～2 cm）塑料，并用體視顯微鏡在較大視野下觀察;并且還發(fā)現(xiàn)僅有H2O2+HNO3氧化改變了PE的FT-IR光譜[14]。雖然H2O2的氧化能力較弱，但是對本試驗中土壤有機質(zhì)的去除效果良好，因此，采用該消解液用于后續(xù)試驗。

2.3? 不同粒徑MPs的回收

根據(jù)上述回收條件的優(yōu)化結(jié)果，采用飽和NaCl溶液浮選、30%H2O2消解提取和分離土壤中不同粒徑的PE和PS，回收效率見圖6。PE和PS的回收率分別在83%～91%和90%～94%。之前的研究顯示，浮選法可以有效地分離MPs。采用不同分離裝置，如直接浮選法、分液漏斗法、容量瓶法和連續(xù)流動-氣浮法等對潮灘沉積物中MPs的回收率在60%～99%[20]。但很多回收試驗中采用了沙粒作為基質(zhì)和大顆粒MPs作為研究對象，且未經(jīng)過消解步驟[6，20]。本試驗采用真實土壤為基質(zhì)，所選MPs粒徑在環(huán)境中MPs的主要粒徑范圍內(nèi)，因此，所得結(jié)果具有較好的代表性。相對于PS，PE的回收率較低，這是由于PE顆粒具有較強的吸附性，易聚集成團并在轉(zhuǎn)移過程中粘附在瓶壁上，造成部分損失。從粒徑來看，200目的MPs回收率顯著（P<0.05）低于20目的MPs。由于對小粒徑MPs回收困難，在MPs的污染調(diào)查中可能會低估了MPs的污染程度。

3? ?結(jié)論

本試驗采用浮選-消解法提取土壤中的PE和PS。浮選采用飽和NaCl為浮選劑，并通過離心和尼龍膜過濾，實現(xiàn)MPs和土壤顆粒的分離。綜合比較了5種消解體系10%KOH、30%H2O2、65%HNO3、H2O2+HNO3（3：1）和H2O2+H2SO4（3：1）對土壤有機質(zhì)的去除效果和對MPs的表觀影響。由于30%H2O2能完全消解土壤中的有機質(zhì)，且對MPs的表面微觀特征無明顯影響，可作為消解液。采用本試驗的分離方法，MPs的回收率高達94%，其中，PS的回收效果優(yōu)于PE，大粒徑（0.85 mm）比小粒徑（0.075 mm）MPs更易回收，是一種操作簡單、經(jīng)濟、準確度高且對環(huán)境影響小的土壤MPs提取方法。在后續(xù)的方法優(yōu)化中將考慮對更多MPs類型和土壤類型的適用性。

參考文獻：

[1] ROCHMAN C M. Microplastics research from sink to source[J]. Science， 2018，360（6384）：28-29.

[2] LIU M， LU S， SONG Y， et al. Microplastic and mesoplastic pollution in farmland soils in suburbs of Shanghai， China[J]. Environ Pollut， 2018，242：855-862.

[3] PIEHL S， LEIBNER A， L?DER M G J， et al. Identification and quantification of macro- and microplastics on an agricultural farmland[J]. Sci Rep， 2018，8（1）：17950.

[4] ZHANG G S， LIU Y F. The distribution of microplastics in soil aggregate fractions in southwestern China[J]. Sci Total Environ， 2018，642：12-20.

[5] ZHANG S， YANG X， GERTSEN H， et al. A simple method for the extraction and identification of light density microplastics from soil[J]. Sci Total Environ， 2018，616-617：1056-1065.

[6] 周倩， 章海波， 周陽， 等. 濱海潮灘土壤中微塑料的分離及其表面微觀特征[J]. 科學通報， 2016，61（14）：1604-1611.

[7] FULLER S， GAUTAM A. A procedure for measuring microplastics using pressurized fluid extraction[J]. Environ Sci Technol， 2016，50（11）：5774-5780.

[8] HUERTA L E， MENDOZA V J， KU Q V， et al. Field evidence for transfer of plastic debris along a terrestrial food chain[J]. Sci Rep， 2017，7（1）：14071.

[9] 王昆， 林坤德， 袁東星. 環(huán)境樣品中微塑料的分析方法研究進展[J]. 環(huán)境化學， 2017，36（1）：27-36.

[10] CHAE Y， AN Y. Current research trends on plastic pollution and ecological impacts on the soil ecosystem： A review[J]. Environ Pollut， 2018，240：387-395.

[11] HE D， LUO Y， LU S， et al. Microplastics in soils： Analytical methods， pollution characteristics and ecological risks[J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry， 2018，109：163-172.

[12] ELERTA M， BECKER R， DUEMICHEN E， et al. Comparison of different methods for MP detection： What can we learn from them， and why asking the right question before measurements matters？[J]. Environ Pollut， 2017，231：1256-1264.

[13] HURLEY R R， LUSHER A L， OLSEN M， et al. Validation of a method for extracting microplastics from complex， organic-rich， environmental matrices[J]. Environ Sci Technol， 2018，52（13）：7409-7417.

[14] LI Q， WU J， ZHAO X， et al. Separation and identification of microplastics from soil and sewage sludge[J]. Environ Pollut， 2019，254：113076.

[15] LIU J， MA Y N， ZHU D Q， et al. Polystyrene nanoplastics-enhanced contaminant transport： role of irreversible adsorption in glassy polymeric domain[J]. Environ Sci Technol， 2018，52（5）：2677-2685.

[16] ROCHA-SANTOS T， DUARTE A C. A critical overview of the analytical approaches to the occurrence， the fate and the behavior of microplastics in the environment[J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry， 2015，65：47-53.

[17] LV W， ZHOU W， LU S， et al. Microplastic pollution in rice-fish co-culture system： A report of three farmland stations in Shanghai， China[J]. Sci Total Environ， 2019，652：1209-1218.

[18] RILLIG M C， ZIERSCH L， HENPEL S. Microplastic transport in soil by earthworms[J]. Sci Rep， 2017，7（1）：1362-1366.

[19] CLEASSENS M， VAN C L， VANDEGEHUCHTE M B， et al. New techniques for the detection of microplastics in sediments and field collected organisms[J]. Mar Pollut Bull， 2013，70（1-2）：227-233.

[20] 劉凱，馮志華，方濤，等. 3種典型潮灘沉積物微塑料分離方法研究[J]. 水生態(tài)學雜志， 2017，38（4）：36-42.

責任編輯? ? 張志釗