本发明涉及环境分析化学领域，尤其涉及一种定量测定水环境中微塑料的方法。
背景技术：
塑料，由于其优良的物理化学性质，已广泛应用到工业生产以及日常生活中。在生产、使用以及回收过程中，有大量的塑料会进入到环境中。进入到环境中的塑料垃圾会在太阳辐射、机械磨损以及生物降解等作用下形成1μm-5mm的塑料颗粒(微塑料)。另外，一些洗涤剂、生活护肤品和工业原料等产品中也含有大量人为添加的微塑料，它们也可能在制备、运输以及使用过程中被排放到环境中。
近年来，微塑料作为一种新型污染物，其环境风险和毒性效应受到了国内外学者的共同关注。毒理实验表明，微塑料能被无脊椎动物摄入体内，影响其生长繁殖，更为严重的是，其易在生物体内富集，从而进入食物链，造成在食物链中的传递。另外，微塑料易吸附有机氯化合物、多环芳烃、金属离子等，从而造成复合毒性。并且，微塑料的毒性效应与其浓度水平和粒径大小密切相关。因此，对于微塑料的定性定量分析是研究其污染水平和毒性效应的前提。
微塑料的定性定量方法主要有目检法，拉曼光谱法，傅里叶变换红外光谱法和热裂解-气相色谱质谱法(py-gc/ms)等。目检法仅能分离粒径2-5mm的微塑料颗粒，而且结果的重现性、准确性均有待提高；拉曼光谱与傅里叶变换红外光谱仅能定性测定微塑料。py-gc/ms具有高灵敏度和低检出限，而且可以定性定量测定微塑料。但是由于环境中微塑料的浓度低于仪器的检出限以及其毒性效应与粒径大小有关，因此微塑料的分离富集工作十分重要。
目前微塑料的分离富集方法主要有浮选、过滤、静电分离、磁固相分离。浮选法是利用浮选液与微塑料的密度差异进行分离，但是容易受到水环境中相似密度物质的干扰，该方法需要进一步纯化分离；过滤法是利用微塑料的粒径大小进行分离，但是当过滤膜孔径较小时，容易堵塞孔洞，而且微塑料会与过滤膜紧密贴合，难以回收；静电分离是利用微塑料的静电特性进行分离，然而此方法仅能分离≥63μm的微塑料，而且无法避免其他绝缘物质的干扰；磁固相分离是利用硅烷化的铁纳米颗粒通过与微塑料的疏水作用分离微塑料，该方法仅适合清洁样品，而且只对≥15μm的微塑料有效。以上方法仅能分离富集较大尺寸微塑料，目前关于≤15μm的微塑料分离富集方法罕有报道。
技术实现要素：
有鉴于此，本发明的主要目的之一在于提出一种定量测定水环境中微塑料的方法，以期至少部分地解决上述技术问题中的至少之一。
为了实现上述目的，本发明提供了一种定量测定水环境中微塑料的方法，包括：
用富集膜对定容环境水样进行过滤，使微塑料颗粒被截留富集在膜上，纳塑料进入到滤液中；
将富集了微塑料的富集膜经过冷冻、研磨后加入蒸馏水定容混合，干燥后测试，即完成了所述定量测定水环境中微塑料的方法。
基于上述技术方案可知，本发明的定量测定水环境中微塑料的方法相对于现有技术至少具有以下优势之一：
1、本发明首次提出将微塑料与纳塑料分开测定，实现了μg/l水平的微塑料(1μm)分离和定量测定，并成功应用于实际水样中；
2、灵敏度较高，方法检出限为0.10μg/l(ps)，0.11μg/l(pmma)；
3、富集倍数高，前处理过程绿色环保，操作简便。
附图说明
图1为本发明定量测定水环境中微塑料的技术路线示意图；
图2为本发明截留富集ps微塑料颗粒的1μm孔径玻璃纤维膜的扫描电镜图；
图3为本发明中1μm玻璃纤维膜对不同粒径塑料颗粒分离效果的影响图；
图4为本发明中玻璃纤维膜等无机膜的py-gc/ms测定总离子流图；
图5为本发明中过滤水样体积(50-1000ml)对微塑料回收率的影响图；
图6为本发明中过滤水样浓度(10-1000μg/l)对微塑料回收率的影响图；
图7为本发明应用于实际水样中，在加标10.4μg/lps微塑料,10.5μg/lpmma微塑料条件下测定微塑料的加标回收率数据图。
具体实施方式
为使本发明的目的、技术方案和优点更加清楚明白，以下结合具体实施例，并参照附图，对本发明作进一步的详细说明。
本发明公开了一种定量测定水环境中微塑料的方法，包括：
用富集膜对定容环境水样进行过滤，使微塑料颗粒被截留富集在膜上，纳塑料进入到滤液中；
将富集了微塑料的富集膜经过冷冻、研磨后加入蒸馏水定容混合，干燥后测试，即完成了所述定量测定水环境中微塑料的方法。
在本发明的一些实施例中，所述富集膜包括玻璃纤维膜、氧化铝膜、石英膜中的任一种。
在本发明的一些实施例中，当所述富集膜为玻璃纤维膜时，所述玻璃纤维膜的孔径为0.8至1.2微米，例如可以为0.8微米、0.9微米、1微米、1.1微米、1.2微米。
在本发明的一些实施例中，所述冷冻方法包括液氮冷冻。
在本发明的一些实施例中，所述冷冻时间为4至6分钟，例如可以为5分钟。
在本发明的一些实施例中，所述测试步骤中采用热裂解-气相色谱质谱测定。
在本发明的一些实施例中，所述干燥步骤是在测试仪器的样品杯中实现的。
在本发明的一些实施例中，所述干燥步骤中干燥温度为70至90℃，例如可以为80℃。
在本发明的一些实施例中，所述干燥步骤中干燥时间为40至80分钟，例如可以为60分钟。
在一个示例性实施例中，本发明的定量测定水环境中微塑料的方法，所述方法包括以下步骤：
微纳塑料的分离：100ml环境水样通过0.8-1.2μm孔径的玻璃纤维膜，微塑料(直径为1μm-5mm)被截留在膜上，纳塑料(直径为1-999nm)进入到滤液中；
微塑料的测定：富集了微塑料的玻璃纤维膜经过液氮冷冻，研磨后定容于1.5ml离心管中，加入去离子水使得混合液体积为1ml，随后将50μl的混合液(包括玻璃纤维膜和微塑料)转移到样品杯中，干燥后进行热裂解-气相色谱质谱联用(py-gc/ms)的测定；
其中，用0.8-1.2μm孔径的玻璃纤维膜等无机膜可以选择性截留富集微塑料，不富集纳塑料。
其中，采用玻璃纤维膜与微塑料一同经过液氮冷冻后研磨，定容混匀干燥后直接进行py-gc/ms测定，过滤膜不会对测定产生干扰。
在另一个示例性实施例中，本发明的定量测定水环境中微塑料的方法，以聚苯乙烯(ps)和聚甲基丙烯酸甲酯(pmma)微塑料作为模型，选用1μm孔径的玻璃纤维膜选择性地富集环境水样中微塑料，不富集纳塑料。然后对微塑料进行py-gc/ms进行定量测定。包括以下步骤：
步骤(1)：100ml环境水样通过1μm孔径的玻璃纤维膜，微塑料被截留在膜上，纳塑料进入到滤液中；
步骤(2)：富集了微塑料的玻璃纤维膜经过液氮冷冻，随后快速研磨，转移到1.5ml离心管中，加入去离子水使得混合液体积为1ml，充分混合后，将50μl的混合液，该混合液包括玻璃纤维膜和微塑料，转移到样品杯中，干燥(80℃，1h)后进行py-gc/ms的测定；
步骤(3)：最后进行数据分析，在选择离子流条件(sic)下，对苯乙烯(m/z104)和甲基丙烯酸甲酯(m/z100)进行分析。
微塑料与纳塑料(1-999nm)的毒理研究表明，粒径不同，其对环境生物体的危害不同。因此，微塑料与纳塑料分离测定就成为探究微纳塑料环境效应的一大挑战。在实验过程中发现，玻璃纤维膜(0.8-1.2μm孔径)可以成功地将微塑料与纳塑料分离，微塑料被截留在玻璃纤维膜内，然后将膜与微塑料进行液氮冷冻，快速研磨后转移到1.5ml离心管中，加入去离子水使得混合液体积为1ml，充分混合后，将50μl的混合液(包括玻璃纤维膜和微塑料)转移到样品杯中，干燥后进行py-gc/ms的测定。
以下通过具体实施例结合附图对本发明的技术方案做进一步阐述说明。需要注意的是，下述的具体实施例仅是作为举例说明，本发明的保护范围并不限于此。
下述实施例中使用的化学药品和原料均为市售所得或通过公知的制备方法自制得到。
实施例1
本实施例的定量测定水环境中微塑料方法，如图1所示，包括以下步骤：
(1)将100ml待测水样用1μm孔径的玻璃纤维膜过滤，微塑料颗粒被截留富集在玻璃纤维膜上，纳塑料进入到滤液中；
(2)富集了微塑料的玻璃纤维膜经过液氮冷冻，快速研磨后转移到1.5ml离心管中，加入去离子水使得混合液体积为1ml，充分混合后，将50μl的混合液(包括玻璃纤维膜和微塑料)转移到样品杯中，干燥后进行热裂解-气相色谱质谱联用(py-gc/ms)的测定；
(3)最后进行数据分析，在选择离子流条件(sic)下，对苯乙烯(m/z104)和甲基丙烯酸甲酯(m/z100)进行分析。
步骤(1)中，选用1μm孔径的玻璃纤维膜，玻璃纤维膜由不含碳的玻璃纤维制成，致密的网状结构有利于截留富集微塑料颗粒，如图2所示，塑料颗粒被截留在玻璃纤维膜的网状结构中。而且，玻璃纤维膜对纳塑料的吸附作用较低，如图3所示，1μm孔径的玻璃纤维膜对微塑料的截留率为90.7％(ps)和95.8％(pmma)，对纳塑料的截留率为≤15.9(ps≤500nm)和≤11.3％(pmma≤500nm)，因此，1μm孔径的玻璃纤维膜对纳塑料的吸附率可以忽略，可将微塑料与纳塑料的进行分离。
步骤(2)中，如图4所示，由于玻璃纤维膜是由玻璃纤维压制而成，不会对微塑料的测定造成干扰，因此，将盛放有膜与微塑料的离心管放入液氮中冷冻，约5min后，用镊子夹出，快速地放入研钵中一同研磨，待研磨至无明显颗粒状，小心地将混合液转移回离心管中，加入纯水定容到1ml，充分混合后，取50μl转移入样品杯中，于80℃干燥1h，然后直接进行py-gc/ms测定。图5考察了水样过滤体积对此方法回收率的影响。分别向50-1000ml水中加入10μg的ps和pmma，加标回收率为72-96％(ps)和76-95％(pmma)。由图5可以看出，在加入量均为10μg的条件下，随着样品体积的增大，回收率略微下降。但在过滤体积为1l时，回收率仍高于71.9％。
因此，在过滤体积为1l，最终富集液体积为1ml，富集倍数可达1000。综合考虑后，选择100ml的样品体积进行水样浓度对微塑料回收率的考察。如图6所示，分别将100ml含有10-1000μg/l浓度的样品溶液通过玻璃纤维膜，根据步骤(2)的操作，得到回收率82-117％。在加标100μg/l的条件下，三次重复试验中，ps微塑料(1μm)的相对标准偏差为1.3％，pmma微塑料(1μm)相对标准偏差为1.9％。由图6可以看出，随着样品浓度的增大，回收率略微下降，然后趋于稳定。
如图7所示，将该方法应用到实际水样中，在加标10.4μg/lps,10.5μg/lpmma的条件下微塑料的回收率为81.1-111％，方法有效、可靠。
实施例2
不同基质水体微塑料的定量测定。
首先将100ml不同基质水样过孔径为1μm的玻璃纤维膜，微塑料颗粒被截留富集在玻璃纤维膜上，将玻璃纤维膜转移到1.5ml离心管中，液氮冷冻5min，随后取出玻璃纤维膜，快速研磨至无明显颗粒状后，转移回离心管中，加入去离子水确保混合液为1ml。涡旋充分混合后，取50μl混合液于热裂解样品杯中，干燥后测定。其中，在6个环境水样中均检出了ps微塑料，浓度为1.2-9.2μg/l，未检出pmma微塑料。如表1所示，说明了该方法可用于环境水体中μg/l浓度水平的微塑料测定。
表1实际坏境水体微塑料测定结果
nd*:低于检出限
以上所述的具体实施例，对本发明的目的、技术方案和有益效果进行了进一步详细说明，应理解的是，以上所述仅为本发明的具体实施例而已，并不用于限制本发明，凡在本发明的精神和原则之内，所做的任何修改、等同替换、改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。
1.一种定量测定水环境中微塑料的方法，包括：
用富集膜对定容环境水样进行过滤，使微塑料颗粒被截留富集在膜上，纳塑料进入到滤液中；
将富集了微塑料的富集膜经过冷冻、研磨后加入蒸馏水定容混合，干燥后测试，即完成了所述定量测定水环境中微塑料的方法。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，
所述富集膜包括玻璃纤维膜、氧化铝膜、石英膜中的任一种。
3.根据权利要求2所述的方法，其特征在于，
当所述富集膜为玻璃纤维膜时，所述玻璃纤维膜的孔径为0.8至1.2微米。
4.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，
所述冷冻方法包括液氮冷冻。
5.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，
所述冷冻时间为4至6分钟。
6.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，
所述测试步骤中采用热裂解-气相色谱质谱测定。
7.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，
所述干燥步骤是在测试仪器的样品杯中实现的。
8.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，
所述干燥步骤中干燥温度为70至90℃。
9.根据权利要求1所述的方法，其特征在于，
所述干燥步骤中干燥时间为40至80分钟。
技术总结