一种微塑料检测方法

1.本发明涉及检测技术领域，具体而言，涉及一种微塑料检测方法。


背景技术：

2.目前，微塑料废物污染已成为海洋生态学和环境研究中最热门的问题之 一，微塑料一般被定义为直径小于5毫米的塑料，可以在风、河流和洋流等 外力的作用下进行长距离迁移，进而造成污染，微塑料对生态系统的危险影 响随着其颗粒尺寸的减小而增加，因此需要对环境中的微塑料进行检测与检 测来判断该处环境的污染状况。
3.现有技术一般通过滤膜将复杂环境中的微塑料提取出来，并将提取的微 塑料移至反射金片上，使用红外显微镜反射法对提取的微塑料进行定性分析， 以及采用显微镜目视的方法对微塑料进行定量分析。然而，一方面，通过滤 膜过滤的方法会将复杂环境中的几丁质、纤维素和木质素等假阳性微塑料一 同过滤出来，对检测结果产生影响，另一方面，显微镜无法一次性对不同微 塑料颗粒进行全部扫描，且在实际操作中，能够成功转移至反射金片上的微 塑料颗粒尺寸通常在30-50微米的范围内，而大部分微塑料均小于此范围， 因此无法将微塑料颗粒移完全转移至反射金片上，导致检测结果不准确。为 将样品中的微塑料成功转移，现有技术一般将微塑料负载在载体上，过滤干 燥得到负载有微塑料的载体，再对其进行成分检测，但此种方法提取微塑料 程序繁杂，设备要求较高，成本高昂，使其应用受到极大限制。


技术实现要素：

4.本发明解决的问题是现有方法无法准确对复杂环境中的微塑料进行定性 与定量的检测。
5.为解决上述问题，本发明提供一种微塑料检测方法，包括如下步骤：
6.将疏水有机溶剂与待检测样品混合，经萃取得到混合分层溶液，所述混 合分层溶液包括溶剂层、两相界面层和样品层；
7.使用共聚焦拉曼光谱法对所述两相界面层进行检测，得到共聚焦拉曼光 谱；
8.根据所述共聚焦拉曼光谱对所述待检测样品中的微塑料进行定性与定量 的分析。
9.可选地，所述疏水有机溶剂包括二氯甲烷、氯仿、四氯化碳、乙醚或者 乙酸乙酯。
10.可选地，所述疏水有机溶剂与所述待检测样品的体积比为200-300μl： 5ml。
11.可选地，所述待检测样品包括海水样品、砂样品、海洋沉积物样品和生 物样品中的一种或几种。
12.可选地，微塑料检测方法还包括制备所述待检测样品，具体为：将初始 样品放入过氧化氢溶液中，进行消化处理后，得到固液混合物作为所述待检 测样品。
13.可选地，所述过氧化氢溶液浓度为30％。
14.可选地，所述消化处理的温度为65℃，时间为24-72h。
15.可选地，所述使用共聚焦拉曼光谱法对所述两相界面层进行检测包括： 将所述两相界面层从所述混合分层溶液中转移至检测装置中，使用共聚焦拉 曼光谱仪对所述两相界面层进行检测。
16.可选地，所述将所述两相界面层从所述混合分层溶液中转移至检测装置 中包括：通过分离漏斗排出部分样品层，得到含有所述溶剂层、所述两相界 面层和剩余样品层的混合液体；将所述混合液体静置预设时长后转移至所述 检测装置中，待所述混合液体在所述检测装置中分层形成所述两相界面层后， 使用共聚焦拉曼光谱仪对所述两相界面层进行检测。
17.可选地，所述检测装置包括带有凹槽的玻璃板和与所述凹槽匹配的盖玻 片。
18.相对于现有技术，本发明所述的微塑料检测方法具有以下优势：
19.本发明基于微塑料的疏水性和亲脂性，使用疏水有机溶剂将待检测溶液 中的微塑料萃取到疏水有机溶剂和待检测样品的两相界面，再使用共聚焦拉 曼光谱法对疏水有机溶剂和待检测样品两相分层界面上的液体进行检测分 析，对待检测样品中的微塑料进行定性和定量。
20.采用有机溶剂萃取可以充分将微塑料从复杂环境中提取出来，提取效率 高。同时，待检测样品中存在的几丁质、纤维素和木质素等假阳性微塑料由 于具有亲水性，会留在待检测样品相中，避免对微塑料检测结果产生干扰。使 微塑料存在于两相分层界面上，再使用共聚焦拉曼光谱法对其进行检测分析， 可以直接对微塑料进行检测，不用将其彻底分离出来，流程简便，快速高效。
21.共聚焦拉曼光谱法通过获得拉曼光谱对微塑料成分进行定性的分析，通 过获取显微图像对微塑料进行定量分析，共聚焦拉曼光谱法可以检测到小至 1μm的微塑料粒子，并且可识别不同尺寸的塑料粒子，具有较大的检测范围 和较高的检测精度。同时共聚焦拉曼光谱对非极性塑料官能团有良好的反应， 可以获得清晰形态的拉曼光谱，在不损坏样品的同时满足复杂样品的分析要 求，从而对复杂环境中的中的微塑料进行定量和定性的分析，准确可靠，简 便高效，成本低廉，并具有较好的通用性。
附图说明
22.图1为本发明实施例的微塑料检测方法流程图；
23.图2为本发明实施例pe微塑料在水和乙酸乙酯中的接触角对比图；
24.图3为本发明实施例pet微塑料在水和乙酸乙酯中的接触角对比图；
25.图4为本发明实施例pp微塑料在水和乙酸乙酯中的接触角对比图；
26.图5为本发明实施例ps微塑料在水和乙酸乙酯中的接触角对比图；
27.图6为本发明实施例pa66微塑料在水和乙酸乙酯中的接触角对比图；
28.图7为本发明实施例pc微塑料在水和乙酸乙酯中的接触角对比图；
29.图8为本发明实施例pvc微塑料在水和乙酸乙酯中的接触角对比图；
30.图9为本发明实施例一共聚焦拉曼光谱仪检测结果图一；
31.图10为本发明实施例一共聚焦拉曼光谱仪检测结果图二；
32.图11为本发明实施例二共聚焦拉曼光谱仪检测结果图一；
33.图12为本发明实施例二共聚焦拉曼光谱仪检测结果图二；
34.图13为本发明实施例二共聚焦拉曼光谱仪检测结果图三；
35.图14为本发明实施例二共聚焦拉曼光谱仪检测结果图四；
36.图15为本发明实施例三共聚焦拉曼光谱仪检测结果图一；
37.图16为本发明实施例三共聚焦拉曼光谱仪检测结果图二；
38.图17为本发明实施例三共聚焦拉曼光谱仪检测结果图三；
39.图18为本发明实施例三共聚焦拉曼光谱仪检测结果图四；
40.图19为本发明实施例四共聚焦拉曼光谱仪检测结果图一；
41.图20为本发明实施例四共聚焦拉曼光谱仪检测结果图二；
42.图21为本发明实施例五拉曼光谱图；
43.图22为本发明实施例六em抗生素检测结果图；
44.图23为本发明实施例六sxm抗生素检测结果图；
45.图24为本发明实施例七测试二共聚焦拉曼光谱仪检测结果图一；
46.图25为本发明实施例七测试二共聚焦拉曼光谱仪检测结果图二；
47.图26为本发明实施例八共聚焦拉曼光谱仪检测结果图。
具体实施方式
48.为使本发明的上述目的、特征和优点能够更为明显易懂，下面结合附图 对本发明的具体实施例做详细的说明。
49.结合图1所示，本发明实施例提供的微塑料检测方法，包括如下步骤：
50.将疏水有机溶剂与待检测样品混合，经萃取得到混合分层溶液，混合分 层溶液包括溶剂层、两相界面层和样品层；
51.使用共聚焦拉曼光谱法对两相界面层进行检测，得到共聚焦拉曼光谱；
52.根据共聚焦拉曼光谱对待检测样品中的微塑料进行定性与定量的分析。
53.由于微塑料具有很强的疏水性和亲脂性，对脂质有机溶剂具有很高的吸 引力，在疏水有机溶剂与待检测样品的混合溶液中，由于疏水亲脂相互作用， 微塑料将优先吸附在疏水有机溶剂层和样品层之间的两相界面层。通过光学 接触角测量装置(德国dataphysicsoca20)分别测量微塑料的水接触角(wca) 和油接触角(oca)，对微塑料的疏水性和亲脂性进行测试。由于乙酸乙酯无 色透明，便于观察，因此在此选用乙酸乙酯作为有机溶剂，并以pe、pet、pp、 ps、pa66、pc以及pvc几种塑料为例进行提取实验，结果如图2至图8所示。 其中，图2为pe微塑料在水和乙酸乙酯中的接触角对比图，图2左图为pe 的水接触角(wca)，右图为pe的油接触角(oca)。类似的，图3-图8分别 为pet、pp、ps、pa66、pc以及pvc微塑料的接触角对比图，且图3-图8的 左图为wca图，右图为oca图。
54.由图2-图8可知：pe的wca为141.49
±
0.05
°
，pet的wca为141.49
ꢀ±
0.36
°
，pp的wca为136.00
±
0.73
°
，ps的wca为148.66
±
0.02
°
，pa66 的wca为127.51
±
0.14
°
，pc的wca为139.10
±
0.05
°
，pvc的wca为136.98
ꢀ±
0.74
°
；pe、pet、pp、pa66、pc和pvc的oca均为0
°
，ps的oca为42.8
ꢀ±
0.12
°
。由此可知，微塑料的水接触角一般较大，在120-150
°
之间，表示 微塑料具有很强的疏水性，而微塑料的油接触角一般较小，表示微塑料具有 很强的亲脂性。
55.基于此机制，通过将疏水有机溶剂引入复杂样品，可以有效地从样品中 提取微塑料颗粒。值得注意的是，在测量ps的油接触角时，在ps中加入乙 酸乙酯的体积量优选为3μ
确的拉曼光谱和显微图像。
65.一些实施方式中，使用浓度为30％的过氧化氢溶液对待检测样品进行消化 处理，并将消化处理的温度设为65℃，处理时间为24-72h，以此实现较优的 消化效果。
66.一些实施方式中，将两相界面层从混合分层溶液中转移至检测装置中， 使用共聚焦拉曼光谱仪对两相界面层进行检测，对两相界面层进行取样，并 将样品转移至检测装置中进行检测，以此使观察更加直观方便。其中，将两 相界面层从混合分层溶液中转移至检测装置中具体包括：通过分离漏斗排出 部分样品层，得到含有溶剂层、两相界面层和剩余样品层的混合液体；将混 合液体静置预设时长后转移至检测装置中，待混合液体在检测装置中分层形 成两相界面层后，使用共聚焦拉曼光谱仪对两相界面层进行检测。
67.本实施例中，采用分离漏斗对混合分层溶液进行分离，在使用上述容器 的过程中，一些微塑料会吸附在在盛放容器以及转移工具的内壁上，导致检 测结果产生误差，因此，在混合前使用疏水有机溶剂对容器进行冲洗，防止 微塑料吸附在容器工具的内壁上，导致检测结果不准。
68.在使用分离漏斗将大部分样品层排出时，需要根据有机溶剂的不同分情 况处理，例如在使用二氯甲烷、氯仿和四氯化碳时，由于其密度大于水，样 品层在有机层上方，此时应当收集从分液漏斗底部排出的混合溶液；在使用 乙醚和乙酸乙酯时，由于其密度小于水，样品层在有机层下方，此时应当对 分液漏斗中剩余的上层混合溶液进行收集。
69.值得注意的是，在分离过程中，为了避免排出两相界面层，不能完全分 离掉样品层，从而会留下少量的样品层，然后将排出大部分样品层的剩余溶 液静置预设时长，静置时剩余溶液中乙酸乙酯相会发生挥发，待剩余溶液的 体积减少到适于放入检测装置，且样品层与有机溶剂层达到适当的比例时， 将样品转移到光学显微镜和共聚焦拉曼光谱的检测装置中，此时两相界面层 位于提取样品的合适位置，待混合液体在检测装置中分层形成两相界面层后， 再对两相界面层进行拉曼光谱检测，以此使两相界面层在检测装置中清晰明 显地体现出来，便于后续的检测分析。
70.示例性地，实验采用配备532nm的激光波长共聚焦微拉曼光谱系统 (rts-ii系统，pioneertechnologieslimited)，光谱中心为2100cm-1
。用硅校 准波数后，对两相界面层进行观察检测。值得注意的是，当采用100
×
镜头时， 工作距离约为300μm，此时样品和物镜损坏的风险很高，因此，在此优选使 用10
×
物镜搜索目标粒子，然后使用50
×
目镜进行观察和检测，再使用光学显 微镜(sdptopsz)记录各种塑料颗粒的回收率。
71.一些实施方式中，检测装置包括带有凹槽的玻璃板和与凹槽匹配的盖玻 片。具体地，检测装置包括带有凹槽的玻璃板和与凹槽匹配的盖玻片，凹槽 用于盛放待检测的两相界面液体，玻璃板的尺寸规格优选 75mm
×
25mm
×
12mm，凹槽的尺寸规格优选20mm
×
20mm
×
10mm；盖玻片盖 在凹槽之上，用于防止乙酸乙酯蒸发，盖玻片的尺寸规格优选
72.25mm
×
25mm
×
0.13mm。
73.下面结合具体实施例，对本发明技术方案做进一步阐述，明确本发明的 目的及优点。
74.实施例一
75.本实施例采用海水样品作为待检测样品，海水样品的检测量为5l，由于 检测量较大，采取分别多次加入适量海水样品的方式混合海水样品和疏水有 机溶剂。
76.s1：将疏水有机溶剂与海水样品混合，经萃取得到疏水有机溶剂层-两相 界面层-海水样品层混合分层溶液，具体包括：
77.s11：取容量为1l的分离漏斗，将分离漏斗用少量的乙酸乙酯冲洗三次；
78.s12：将1l的海水样品加入1l容量的分离漏斗，然后加入60ml乙酸乙 酯，均匀地摇晃，沉淀一段时间，待出现明显分层后，通过漏斗底部排出海 水，再加入海水，直到加入5l海水，得到疏水有机溶剂层-两相界面层-海水 样品层混合分层溶液。需要说明的是，由于乙酸乙酯是可以重复使用的，所 以5l海水使用的乙酸乙酯的量为60ml。
79.s2：使用共聚焦拉曼光谱法对两相界面层进行检测，得到共聚焦拉曼光 谱，具体包括：
80.s21：通过漏斗底部排出部分海水，得到包含溶剂层、两相界面层以及剩 余海水样品层的混合液体；
81.s22：将混合液体静置，使乙酸乙酯部分挥发后，将其转移至检测装置中， 待检测装置中形成两相界面层后，使用共聚焦拉曼光谱法对两相界面层进行 检测，得到共聚焦拉曼光谱。
82.s3：根据共聚焦拉曼光谱对海水样品中的微塑料进行定性与定量的分析。
83.按照上述步骤进行两次重复试验，得到拉曼光谱图，如图9、图10所示。 图中横坐标raman shift(cm-1
)为拉曼位移，纵坐标intensity(a.u.)为剧烈 程度，通过在不同拉曼位移处光波动的剧烈程度并与标准图像(standard)对 比来判断微塑料的种类。其中，图9中左图为检测到的pet微塑料样品与标 准pet微塑料拉曼光谱对比图，右图为pet微塑料的光学形貌显微图，其中
ꢀ①
代表pet微塑料样品，图10左图为检测到的ps微塑料样品与标准ps微 塑料拉曼光谱对比图，右图为ps微塑料的光学形貌显微图，其中
①‑③
分别 代表三个ps微塑料样品。
84.由检测结果可知，在海水样品中存在一个pp微塑料和多个ps微塑料， 其中，pp微塑料的主要形状是块状的，ps微塑有多种形状，可以根据光学形 貌显微图对微塑料的大小进行计算，从而对各种微塑料的含量进行进一步确 定。结果表明，该方法适用于海水微塑料的检测，证明了本实施例的微塑料 检测方法对于海水样品中微塑料的检测与分析具有较好的可行性。
85.实施例二
86.本实施例采用砂样品作为待检测样品。
87.s11：取30g初始沙滩砂放入锥形烧瓶中，加入150ml的30％过氧化氢溶 液，在温度为65℃，旋转速率为100rpm的条件下，进行时长为24h的消化 处理，得到砂样品；
88.s12：向砂样品中加入6ml乙酸乙酯，均匀地摇晃，沉淀一段时间，待 出现明显分层后，得到疏水有机溶剂层-两相界面层-砂样品层混合分层溶液。
89.s21：将疏水有机溶剂层-两相界面层-砂样品层混合分层溶液倒入分离漏 斗中，通过漏斗底部排出大部分砂样品层，得到包含疏水有机溶剂层、两相 界面层以及少量剩余砂样品层的混合液体；
90.s22：将混合液体静置使乙酸乙酯部分挥发后，将其转移至检测装置中， 待检测装置中形成两相界面层后，使用共聚焦拉曼光谱法对两相界面层进行 检测，得到共聚焦拉曼光谱。
91.s3：根据共聚焦拉曼光谱对砂样品中的微塑料进行定性与定量的分析。
92.按照上述步骤进行三次检测试验，结果如图11至图13所示。图11中， (a)、(b)和(c)分别为pe、ps和pp塑料的拉曼光谱图，(d)为相应微塑料的光 学显微镜图像，其中
①
和
②
分别为两个pe微塑料样品，
③
和
④
分别为两个 ps微塑料样品，
⑤
为pp微塑料样品。图12中，(a)和(b)分别为pe和pp塑 料的拉曼光谱图，(c)为相应微塑料的光学显微镜图像，其中
①
和
②
分别为两 个pe微塑料样品，
③
和
④
分别为两个pp微塑料样品。值得注意的是，本实 施例中还检测到一些潜在的微塑料，如图12中
⑤‑⑨
所示，
⑤‑⑨
分别为五个 潜在的微塑料样品的光学显微图像；图13中，(a)为pe拉曼光谱图，图(b)为 pe微塑料的光学显微图像，其中
①‑③
分别为三个pe微塑料样品，
④‑⑦
分别 为四个潜在pp微塑料样品；图14中(a)-(e)分别为五个其他潜在微塑料样品的 光学显微图像。
93.结合图11-图14所示，在对砂样品中对微塑料进行的多次测试中，第一 次试验检测到4个纤维状pe、1个块状pp和5个潜在微塑料；第二次试验检 测到2个纤维pe、2个阻断pp和5个潜在微塑料；第三次试验检测到3个纤 维pe和4个潜在微塑料，由此可以得出结论，本实施例待检测砂样品中存在 的微塑料主要为pe塑料，并且每公斤(干重)的砂样品上大约有300个微塑 料颗粒，可以通过微塑料的数量和大小对其进行定量分析。
94.潜在的微塑料的主要形式是碎片状的和纤维状的，在实际环境中，微塑 料中存在诸如荧光涂层等物质，这些物质发出强烈的荧光是干扰拉曼信号， 因此在拉曼光谱中，无法检测到上述潜在微塑料，但可以通过光学显微图进 行识别辨认，但无法精确判定其具体成分，虽然暂时无法确定其成分，但为 微塑料的检测提供了更多可能性。
95.综上，三次实验得到的微塑料的含量和组成相似，验证了乙酸乙酯结合 共聚焦拉曼提取法检测微塑料的方法具有良好的重现性，该方法适用于砂环 境中微塑料的检测，证明了本实施例的微塑料检测方法对于砂样品中微塑料 的检测与分析具有较好的可行性。
96.实施例三
97.本实施例采用海洋沉积物样品作为待检测样品。
98.s11：取30g初始海洋沉积物放入锥形烧瓶中，加入150ml的30％过氧化 氢溶液，在温度为65℃，旋转速率为100rpm的条件下，进行时长为48h的 消化处理，得到海洋沉积物样品；需要说明的是，由于过氧化氢会被消耗， 因此消解期间还会适当的补加一下过氧化氢。
99.s12：向海洋沉积物样品中加入6ml乙酸乙酯，均匀地摇晃，沉淀一段 时间，待出现明显分层后，得到疏水有机溶剂层-两相界面层-海洋沉积物样 品层混合分层溶液；
100.s2：使用共聚焦拉曼光谱法对两相界面层进行检测，得到共聚焦拉曼光 谱；
101.s3：根据共聚焦拉曼光谱对海洋沉积物样品中的微塑料进行定性与定量 的分析。
102.本实施例步骤s2与实施例二相同，在此不再赘述。
103.按照上述步骤进行三次检测试验，图15至图17分别为本实施例第一次 至第三次实验检测结果图。图15中，(a)、(b)和(c)分别为pe、ps和pp塑料 的拉曼光谱图，图(d)为相应微塑料的光学显微镜图像，其中
①
和
②
分别为两 个pe微塑料样品，
③
和
④
分别为两个ps微塑料样品，
⑤
分别为两个pp微塑 料样品；图16中图(a)-(d)为四个其他潜在微塑料样品光学显微图像；图17中， (a)、(b)和(c)分别为pe、pet和ps塑料的拉曼光谱图，图(d)为相应微塑料的 光学显微镜图像，其中
①
和
②
分别为两个pe微塑料样品，
③
和
④
分别为两个 pet微塑料样品，
⑤
为ps微塑料样品，
⑥‑⑧
分别为三个潜在微塑料样品； 图18中，(a)、(b)和
(c)分别为pe、ps和pet塑料的拉曼光谱图，图(d)为相 应微塑料的光学显微镜图像，其中其中
①
为pe微塑料样品，
②
为ps微塑料 样品，
③
和
④
分别为两个pet微塑料样品，
⑤‑⑦
分别为三个潜在微塑料样品。
104.结合图15-18所示，在对海洋沉积物样品中对微塑料进行的多次测试中， 第一次试验检测到2个纤维状pe、2个片状pp、2个ps和4个潜在的微塑料； 第二次试验检测到2个纤维状pe，2个片状pet，1个ps和3个潜在的微塑 料；第三次试验检测到1个纤维状pe、1个片状ps、2个片状pet和3个潜 在的微塑料。从这些结果中可以看出，每公斤重的海洋沉积物样品中约有267 个微塑料颗粒，可以通过微塑料的数量和大小对其进行定量分析。
105.综上，三次实验得到的微塑料的含量和组成相似，验证了乙酸乙酯结合 共聚焦拉曼提取法检测微塑料的方法具有良好的重现性，证明了本实施例的 微塑料检测方法对于海洋沉积物样品中微塑料的检测与分析具有较好的可行 性。
106.实施例四
107.本实施例采用生物样品作为待检测样品。
108.s11：取5g(干重)牡蛎放入锥形烧瓶中，加入150ml的30％过氧化氢 溶液，在温度为65℃，旋转速率为100rpm的条件下，进行时长为72h的消 化处理，得到生物样品；需要说明的是，由于过氧化氢会被消耗，因此消解 期间还会适当的补加一下过氧化氢。
109.s12：向生物样品中加入6ml乙酸乙酯，均匀地摇晃，沉淀一段时间， 待出现明显分层后，得到疏水有机溶剂层-两相界面层-生物样品层混合分层 溶液；
110.s2：使用共聚焦拉曼光谱法对两相界面层进行检测，得到共聚焦拉曼光 谱；
111.s3：根据共聚焦拉曼光谱对生物样品中的微塑料进行定性与定量的分析。
112.本实施例步骤s2与实施例二相同，在此不再赘述。
113.按照上述步骤进行三次次检测试验，图19和图20分别为本实施例第一 次和第二次实验检测结果图。图19中，(a)为ps拉曼光谱图，(b)为ps微塑 料的光学显微镜图像，其中
①
和
②
分别为两个ps微塑料样品；图20中，(a) 为ps拉曼光谱图，图(b)为ps微塑料的光学显微镜图像，其中
①
为ps微塑 料样品。
114.结合图19-20所示，在对生物样品中对微塑料进行的多次测试中，第一 次试验检测到两种ps微塑料，第二次试验检测到一个ps微塑料，第三次未 检测到微塑料。虽然还不能确定ps的数量，但牡蛎体内ps的面积可以很清 楚地看到。可以根据光学形貌显微图中ps的面积对微塑料的含量进行进一步 确定。结果表明，该方法对于生物环境中微塑料的检测同样具有一定的适用 性。
115.实施例五
116.复杂的自然环境中存在着大量的假阳性微塑料，他们与真实微塑料具有 某些相似的性质，使其混杂在微塑料中一起被提取出来，干扰检测结果，给 微塑料的识别带来了巨大的困难。本发明利用了假阳性微塑料的亲水性，将 真实微塑料提取至疏水有机溶剂中，将假阳性微塑料留在原本的样品中，从 而避免干扰检测结果。
117.对此，本实施例针对微塑料与假阳性微塑料的分离效果进行实验测试。
118.步骤s1：将适量pa 66微塑料和超纯水分别放入含有几丁质、黑木块、 纱布和棉的4个试管中；
119.步骤s2：向试管中加入一定量的乙酸乙酯，均匀摇匀，静置一段时间后， 观察试管
内假阳性微塑料和pa66微塑料的分离状况。
120.结合图21所示，图21中，图
④
为几丁质(chitin)的拉曼曲线，图
③
为 木屑(sawdust)的拉曼曲线，图
②
为棉花(cotton)的拉曼曲线，图
①
为纱布 (gauze)的拉曼曲线，由图可知，上述物质在978-1178cm-1
，1300-1500cm-1
和2810-2936cm-1
范围内存在特征峰，这与一些微塑料的拉曼特征峰有些相似， 几丁质本身具有荧光特性，实际环境中的许多微塑料由于其染料也具有荧光， 因此，当使用拉曼光谱来检测实际环境中的微塑料时，无法将微塑料与假阳 性微塑料分离开来，对检测结果产生了极大的影响，造成较大的误差。因此， 我们在拉曼检测之前分离几丁质和微塑料，这可以大大提高拉曼光谱检测环 境中微塑料的效率。
121.在本实验中，选择棉和纱布作为纤维素，选择黑木片作为木质素，使用 较大的黑色pa66微塑料并增加乙酸乙酯的剂量来提高照片的视觉效果便于 观察，本实施例中，黑色pa66微塑料会被提取于乙酸乙酯-水两相中间的液 面中，而几丁质、木屑、棉花、纱布等由于具有亲水性，会沉积在水相的底 部，进而成功将微塑料与假阳性微塑料分离开，避免对微塑料检测结果产生 干扰，保证检测结果的准确性。
122.实施例六
123.近年来，抗生素成为土壤、水和食品质量的新兴污染物。由于微塑料和 抗生素之间存在疏水的范德华力和静电相互作用，微塑料可以从环境中吸收 这些抗生素，尤其是对于老化的微塑料，由于其表面较粗糙，表面积较大， 可能会吸附更多的抗生素。液相色谱-串联质谱(lc-ms/ms)是目前检测水 环境中抗生素的常用方法，然而这种方法成本昂贵且复杂。本实施例提出的 微塑料检测方法除了对微塑料进行定量和定性检测外，还可以进一步检测微 塑料表面微量的疏水和亲脂性抗生素。
124.对此，本实施例对微塑料表面抗生素进行检测，具体步骤如下：
125.s1：在100ml的水中加入0.001g的sxm和em，然后加入5ml的无水 乙醇作为共溶剂，在sxm和em溶解后，加入0.001g老化后的pe，缓慢搅 拌36小时，然后通过0.45μm的玻璃纤维膜过滤液体，得到表面吸附有sxm 和em的pe微塑料；
126.s2：取适量表面吸附有sxm和em的pe微塑料，加入含3ml水和300μl 乙酸乙酯的玻璃瓶中，均匀地摇晃，沉淀一段时间，待出现明显分层后，得 到疏水有机溶剂层-两相界面层-生物样品层混合分层溶液；
127.s3：使用共聚焦拉曼光谱法对两相界面层进行检测，得到共聚焦拉曼光 谱。
128.本实施例使用老化后的pe微塑料对sxm和em抗生素进行吸附，老化 后的微塑料表面粗糙，更加容易吸附抗生素，使检测结果更加直观，由于液 体的表面张力，smx和em聚集在一起形成不规则的形状，出现在两相液体 表面的凹槽中，使用共聚焦拉曼光谱法检测其拉曼光谱，结合图22和图23 所示，图22为em抗生素的拉曼光谱图和显微形貌图，其中
①
为em抗生素 样品，图23为smx抗生素的拉曼光谱图和显微形貌图，其中
②
为smx抗生 素样品，结果表明，该方法对于生物环境中微塑料表面疏水和亲脂性抗生素 的定性及定量检测同样具有一定的适用性。
129.实施例七
130.本实施例对不同疏水有机溶剂针对微塑料回收率进行测试。
131.测试一：分别用二氯甲烷、三氯甲烷、四氯化碳、乙酸乙酯和乙醚作为 本实施例中
的疏水有机溶剂，对水、3.5％氯化钠溶液、砂和过滤海水中的微 塑料进行提取检测，结果如表1所示，表1为不同有机溶剂提取不同介质中 微塑料的回收率。
132.表1不同有机溶剂提取不同介质中微塑料的回收率
[0133][0134][0135]
(
“‑”
指微塑料溶解在有机溶剂中，无法获得回收率。)
[0136]
由表1可知，在水和3.50％氯化钠溶液中，用二氯甲烷分离提取的微塑料 的回收率较低，平均回收率分别仅为63.56
±
10.01％和62.67
±
9.35％。三氯 甲烷、四氯化碳、乙酸乙酯和乙醚在水中或3.50％氯化钠中提取各种微塑料的 能力相似，且均保持了较高的回收率。氯仿、四氯化碳、乙酸乙酯和乙醚在 水中提取和分离微塑料时的平均回收率分别为97.33
±
3.65％、92.22
±
6.99％、 94.82
±
2.69％和92.60
±
3.63％。3.50％氯化钠中微塑料的平均回收率分别为 87.11
±
6.17％、93.71
±
4.45％、94.07
±
3.35％和91.85
±
4.14％。
[0137]
在砂样品中，将微塑料与砂样品混合，由于二氯甲烷、氯仿和四氯化碳 的密度均高于水，使用二氯甲烷、氯仿和四氯化碳并不能在提取和分层过程 中单独提取微塑料。因此我们仅应用乙酸乙酯和乙醚进行沙滩砂中微塑料的 分离和提取，乙醚提取的砂料中微塑料的平均回收率为91.48
±
2.19％，乙酸 乙酯提取的砂料中微塑料的平均回收率为93.33
±
1.41％，略高于乙醚提取的 回收率。
[0138]
在海洋沉积物样品中，微塑料中乙酸乙酯的平均回收率为(92.98
±ꢀ
2.57％)，低于水环境微塑料(94.82
±
2.69％和94.07
±
3.35％)和沙滩砂(93.33
ꢀ±
1.41％)。
[0139]
值得注意的是，由于pc可以溶解在二氯甲烷和氯仿中，因此无法得到 pc的回收结果。
[0140]
综上，乙酸乙酯在各种介质中对微塑料的回收率保持在94％以上，使用少 量的疏水性有机溶剂就可以很好地从水环境中提取微塑料，回收率较高。本 实验认为使用乙酸乙酯作为提取剂的提取效率最高，并且乙酸乙酯毒性低、 成本低，因此，是在复杂环境中提取微塑料的最合适的疏水有机溶剂。测试 二：对乙酸乙酯分别在水、3.5％氯化钠溶液、砂、海洋沉积和过滤海水中回 收微塑料情况进行测试，结果如表2所示。
[0141]
表2不同介质下ea提取混合微塑料的回收情况
[0142][0143]
(“ ”代表回收成功，
“‑”
代表回收失败。)
[0144]
为了探讨乙酸乙酯对混合微塑料检测的影响和检测方法的准确性，我们 选择了7片混合塑料(pvc、pp、pet、pa66、pa66、pc、pe和ps各1块，在 每个培养基中进行分离萃取实验。由表2可知，在重复回收实验中，除了在 沙滩沙子、沉积物和散装过滤海水三种样品中各有一次没有检测到ps微塑料 之外，其余各次实验均回收成功，这是由于ps微塑料易溶解于有机溶剂，因 此难以使用有机溶剂对其进行回收，但是由表可知乙酸乙酯对于除了ps微塑 料之外的其他种类微塑料均具有较好的回收能力。结合图24所示，图24为 从3l过滤海水中提取的人工添加微塑料的拉曼光谱和形貌图，我们可以清楚 地看到从3l过滤海水中提取的7块微塑料的状态，这说明该方法可以检测到 其形貌和化学性质。这也证明了从复杂环境中分离提取微塑料方法的高可行 性和准确性。
[0145]
结合图25所示，图25中图(a)为乙酸乙酯提取前微塑料的形貌电镜图； 图(b)为乙酸乙酯提取后微塑料的形貌电镜图；图(c)和图(d)为用乙酸 乙酯萃取后的微塑料的拉曼光谱图。由图可知，当在水-乙酸乙酯界面用拉曼 光谱检测微塑料时，乙酸乙酯对pc、pvc、pp、pet、pe、pa66微塑料的形态 变化影响不大，pc、pvc、pp、pet、pe、pa66微塑料的特征峰不受乙酸乙酯 的特征峰的干扰。此外，当共聚焦拉曼光谱聚焦于微塑料时，乙酸乙酯的拉 曼信号明显弱于微塑料，特别是在乙酸乙酯含量较低的情况下，因此，当使 用拉曼光谱检测两相界面上的微塑料时，乙酸乙酯的拉曼信号干扰可以忽略 不计。
[0146]
实施例八
[0147]
本实施例针对老化塑料的分辨效果进行实验测试。
[0148]
测试一：采集ps、pc、pvc、pp、pet、pe和pa66七种微塑料，对其 进行拉曼光谱检测，结果如图26所示，其中，图26中(a)为微塑料的标准参 考拉曼光谱，(b)为老化微塑料的拉曼光谱，结果表明，七种微塑料在 300-4000cm-1
处都有自己的特征峰，通过比较老化塑料和未老化塑料的拉曼 光谱，我们可以发现老化后的ps、pc、pvc、pp、pet、pe和pa66的拉曼 光谱没有明显变化，但部分特征峰的强度不同，而老化后的ps、pp和pvc 的颜色由白色变成黄色。
[0149]
对标准塑料和老化后塑料进行傅里叶变换红外光谱ftir检测分析，结果 如图26所示，其中，图26中(c)为微塑料标准参考ftir(傅里叶变换红外) 光谱，(d)老化微塑料的ftir光谱。可见，老化后的pp、pet、pc、pe和 ps的ftir光谱在约3500cm-1
处出现了新的吸收
峰，pa66和pvc的吸收峰 为3500cm-1
加强。这是因为老化的微塑料形成新的o-h基团，以增加其亲水 性。老化后，碳基吸收峰(c＝o，1600-1700cm-1
)的体积明显大于标准微塑料。 因此，紫外光照微塑料可以改变它的基本性质，使老化的微塑料的性质与环 境中自然风化的微塑料相似。老化前后的拉曼光谱明显更类似于其红外光谱， 因此，当在实际环境中检测到老化的微塑料时，拉曼光谱的精度可能高于红 外光谱。这与老化前后的拉曼光谱类似，由此推测，拉曼光谱在鉴定天然老 化塑料方面具有一定的潜力。
[0150]
测试二：在uv-a(长波紫外线)下将不同种的微塑料进行模拟老化处理216h， 得到老化微塑料作为研究对象，使用乙酸乙酯对其进行提取回收，测试结果 如表3所示。
[0151]
表3用乙酸乙酯提取的老化微塑料在不同介质中的回收率
[0152][0153][0154]
考虑到实际环境中的大多数微塑料都经历了自然老化，我们将不同种的 微塑料进行模拟老化处理，以此作为研究对象对乙酸乙酯对于老化微塑料的 提取效果进行测试。结合表3所示，虽然老化微塑料的亲水性增强，但经乙 酸乙酯提取回收时，老化微塑料在水中的回收率为94.08
±
4.37％；在3.50％ 氯化钠中的回收率为94.82
±
3.04％；老化微塑料在过滤海水中的回收率为 94.67
±
2.54％。由表3可知，乙酸乙酯在水环境下对于各种微塑料的回收率 依旧保持在94％以上，即使用少量的乙酸乙酯就可以很好地从水环境中提取老 化的微塑料，回收率较高，效果较好。
[0155]
虽然本公开披露如上，但本公开的保护范围并非仅限于此。本领域技术 人员在不脱离本公开的精神和范围的前提下，可进行各种变更与修改，这些 变更与修改均将落入本发明的保护范围。