2025, Vol. 46
2. 北京市农林科学院植物营养与资源环境研究所, 北京 100097
2. Institute of Plant Nutrition, Resources and Environment, Beijing Academy of Agriculture and Forestry Sciences, Beijing 100097, China
微塑料（microplastics, MPs）作为一种新兴的环境污染物, 其污染现状逐渐成为全球关注的环境问题. 微塑料的概念由英国学者Thompson首次提出, 将其定义为尺寸小于5 mm的塑料碎片和颗粒. 其具有多种形态, 如丝状、片状、颗粒和膜状等, 以及透明、白色和黑色等多种颜色[1,2]. 微塑料最初是在被认为是塑料碎片汇的海洋水和沉积物中发现的, 因此起初倾向于对水环境中微塑料的检测和鉴定[3,4]. 在大西洋、太平洋、地中海和北冰洋的深海沉积物中均检测到了微塑料[5,6]. 随着研究的深入开展, 微塑料在土壤、空气和食物中均被检测到[7 ~ 9]. 微塑料具有体积小和比表面积大的特点, 其吸附污染物的能力随表面老化程度而定, 成为污染物进入食物链的载体[10]. 因此, 系统分析食物中微塑料的污染特征, 明确其对人体的潜在影响, 对于评估人类食物系统中微塑料的污染风险具有重要意义.
食物中微塑料与人类健康关系较为密切, 有研究估算了人体通过饮用水和食物接触微塑料的日均暴露量分别为（382±205）个和（1 036±493）个[11]. 食物中微塑料的发现始于鱼类和贝类[12]等海鲜, 后陆续在糖[13]、盐[14]、蜂蜜[15]和果蔬[16]中检出. 生物体可通过吸收和摄入方式接触环境中的微塑料, 通过营养转移, 最终回归到餐桌[17]. 微塑料在生物体内的积累会引发一些负面影响. 海洋生物摄入微塑料导致神经功能改变、免疫反应降低和氧化应激等[18]. 微塑料影响植株的根、茎生长量和氧化损伤, 还会影响其光合性能[19 ~ 21]. 人体生物监测研究发现, 在人体肺部[22]、血液[23]、肝脏和皮肤等其他组织中[24]均检测出微塑料, 其在组织中积累会对呼吸[25]和消化系统[26]及心血管[23]造成不利影响. 当前, 微塑料在食物中的赋存特征及其对人体的潜在健康影响成为了当下的研究热点. 基于此, 本文综述了不同食物中微塑料的来源与赋存及研究方法, 并通过计算估计日摄入量来评估食物中微塑料的摄入风险, 以期能够引起人们对食物微塑料污染的重视, 并为今后开展有针对性的食物微塑料污染综合防治提供方向.
1 食物中微塑料的来源通过食物摄入微塑料是人类健康潜在风险的新兴问题. 食物从原料和生产加工到包装的每一过程均可能受到微塑料污染. 有研究表明, 加工食物比未加工食物更容易受到微塑料污染[27]. 此外, 在塑料包装打开过程也会释放出微塑料[28]. 因此, 这类食物对人类的风险贡献更大.
1.1 食物原料 1.1.1 植物吸收植物是生态系统的重要组成部分, 同时也是人类获取食物的重要来源. 考虑到微塑料对食物链的威胁, 植物中微塑料的吸收、迁移和影响值得考虑. 在以往的研究中, 研究人员利用荧光标记微塑料的方法, 证实了植物的根系、维管组织、质外体途径和叶片是微塑料发生累积和转移的通道. 根毛分泌的有机酸和黏液极易吸附微塑料, 进而导致其在植物根系发生累积, 最后通过维管组织发生转移[29,30]. 根部的裂缝吸收也被认为是微塑料进入植物的一种方式, 它们进入维管柱, 在蒸腾拉力的作用下通过维管组织迁移到茎和叶等地上组织[31]. 质外体途径是微塑料迁移的另一种方式, 微塑料通过质外体, 途经根细胞壁、细胞间隙和木质部腔向维管束迁移[32]. 有研究通过水培法开展了聚苯乙烯微塑料（PS-MPs）在草莓幼苗中的吸收过程, 证实了PS-MPs可通过质外体途径进入草莓根部并转运到地上部. 此项研究还揭示了PS-MPs进入根系的关键部位是根尖区和侧根出苗部位, 这与Hua等[33]的研究结果一致. 此外, 中国科学院南京土壤研究所的一份报告证实静电引力会让植物产生“食用”微塑料的效果, 微塑料通过气孔摄入和角质层途径进入植物体内并沉积于叶面, 对植物生长产生不利影响[34].
微塑料的尺寸是决定它们是否可以被植物吸收和运输的重要因素, 尺寸越小越易被植物吸收, 造成的危害也越大. 一项研究将黄瓜植株暴露于18 μm和150 μm塑料颗粒中, 发现18 μm塑料颗粒更易被植物吸收, 进而对植物生理生化过程产生影响[35]. 微塑料在植物体内发生转移需要穿过一系列生理屏障, 这些屏障对于颗粒尺寸有着严格的控制. 譬如叶面气孔长度和宽度仅有几十μm, 超过这个尺寸的微塑料便很难进入植物体内. 微塑料表面携带的电荷也会影响植物对其的吸收和转移, 相比而言, 正电荷更容易被吸附且造成的危害也最大[34]. Wang等[36]的研究报告显示, 玉米叶片更容易吸附带正电荷的塑料颗粒, 这意味着带正电荷的塑料颗粒通过叶片吸收后难以发生转移. 当然一些根系分泌物有可能会黏附一些微塑料颗粒, 进而降低微塑料的流动性, 使其难以通过根系吸收并发生转移. 综上所述, 微塑料在植物中的吸收和转移是多因素影响的结果, 例如微塑料的尺寸、表面携带电荷和根系分泌物等. 这使得研究人员在探究植物吸收微塑料及二者的相互作用的相关实验中更具挑战性.
微塑料进入植物体内会引发一系列有害或有利的生理生化反应（表 1）, 以上影响因微塑料的尺寸、质量分数和组分特性而异. 2%（质量分数, 下同）的PA和PS微珠会增加大葱鳞茎的含水量, 但2%的PP和PET微珠导致大葱鳞茎含水量减少, 但PP和PET的尺寸大于前者[37], 因此还不能确定尺寸和组分哪个对植物的影响效应更大, 这为后续的相关研究提供针对性和挑战性. 有研究认为微塑料的形状是影响植物生长的重要因素, 如纤维、泡沫和碎片状微塑料可以增加胡萝卜植株的地上部生物量和根质量, 膜状微塑料导致上述指标降低[20]. 有研究表明, 微塑料尺寸越小, 造成的影响越大, 如暴露于100 nm的PS-MPs对蚕豆植株造成的氧化损伤远大于暴露于5 μm的PS-MPs[38]. 5 μm、500 nm和100 nm的PS-MPs均会提高生菜和蚕豆植株的过氧化物酶（POD）活性[33]. 此外, 可降解地膜对菜豆生长的影响大于低密度聚乙烯[39]. 微塑料会在植物体内发生积累和转移, 这无疑增加了人类食物系统的安全隐患. 因此需要更多的数据作为支撑, 这可能有助于微塑料和食物安全的风险评估.
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表 1 微塑料对植物生理生化指标的影响1） Table 1 Effects of microplastics on physiological and biochemical indicators of plants |
1.1.2 海洋生物摄入
有研究在海洋生物中检出微塑料的存在, 包括不同种类的鱼类和贝类等[43,44]. 其摄入微塑料的主要途径有两种, 即从环境中摄入或通过捕食间接摄入. 微塑料随生活污水排放进入水体, 进而被水生生物摄入[45]. 此外, 积累在沉积物中的微塑料也会被生活在底栖区域的水生生物摄入[46]. 通过捕食鱼类摄入微塑料的研究最早源于20世纪70年代[47], 随后, 研究人员在养殖鱼中也同样发现了微塑料的痕迹. Walkinshaw等[48]研究发现, 灰海豹可以通过捕食大西洋鲭鱼而摄入微塑料. Reinold等[49]首次量化了西班牙加那利岛沿海水域的养殖鱼中微塑料的摄入, 83条样本鱼中, 65%的胃肠道中被检测出有微塑料的存在, 平均数量在（0.6±0.8）~（2.7±1.85）个·条-1之间. 世界上水产养殖最普遍的贝类物种杯形牡蛎（Crassostrea spp.）和菲律宾帘蛤（Ruditapes philippinarum）, 其每g湿组织中微塑料的数量分别为0.18~3.84个和0.9~2.5个[48]. 微塑料被海洋生物摄入后一部分进入鳃和消化道, 这部分通常可以被清洗去除；另一部分进入到肌肉或随着滤食作用发生生物积累. 鱼类和贻贝等海洋生物被整体食用, 可能是人体微塑料的重要来源[50].
1.2 加工过程为了便携、保存或满足人们的味蕾, 原材料可以加工成其他形式[51]. 食物在加工过程中, 难免会接触到一些塑料制品, 这成为微塑料进入食物的主要途径之一[52]. 用来加工制作食物的机器部件很多都是由塑料制成, 在生产过程中会因机械磨损和紫外线照射等产生微塑料, 进而有被带入食物中的风险[53]. 有研究通过量化对比从盐田采样的盐和食用海盐中微塑料的丰度, 结果发现, 后者所含微塑料的丰度更高一些, 这表明除原材料受到微塑料的污染以外, 加工过程也带入了微塑料[54]. 啤酒、饮料和瓶装水中的微塑料可能来自于原材料水, 还可能是在加工过程中无意引入. Da Costa Filho等[55]的研究表明, 在牛奶加工的过程中, 由于超滤膜和微滤膜的磨损会引入砜族聚合物. 世卫组织从厄瓜多尔和瑞士收集的牛奶样本中鉴定出聚丙烯（PP）、聚醚砜树脂（PES）和聚四氟乙烯（PTFE）微塑料, 可能来源于农场环境、挤奶过程或塑料储存容器[56].
加工过程中工人的衣服也是食物中微塑料的来源之一. Mühlschlegel等[57]调查了蜂蜜中微塑料的污染情况, 结果显示, 鉴定的微塑料大部分是PET纤维, 很可能与养蜂人的衣服有关. Liebezeit等[15]提出, 微塑料可能被蜜蜂无意运送到蜂巢, 也可能是蜂蜜加工过程中引入的.
1.3 食物包装食物包装也被证实为食物中微塑料的潜在来源. Hussain等[58]发现大量的微塑料颗粒从塑料婴儿食物容器和可重复利用的食品袋中释放到食物中. Winkler等[28]研究表明, 一次性塑料瓶的瓶盖和瓶颈摩擦产生的高密度聚乙烯（PE-HD）和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）微塑料颗粒会随打开瓶盖的次数而增加, 人们摄入的微塑料颗粒也随之增加, 打开或扣紧瓶盖100次, 最多可产生1 225 500个微塑料颗粒. 不同包装的牛奶中也被检测到微塑料的存在[57]. 另有研究表明, 塑料包装的茶叶在泡茶过程中可以释放微塑料[59]. Kedzierski等[60]在研究包装肉类的微塑料污染时发现, 包装可能会释放微塑料颗粒, 进而污染肉类.
随着经济的快速发展以及生活节奏加快, 外卖行业逐渐走进人们的生活, 然而外卖包装大多为塑料制品, 这无疑增加了微塑料污染的风险. Du等[61]收集了来自中国5个城市的4种材质（PP、PE、PS和PET）的外卖容器, 采用直接冲洗容器内部和在容器中放入热水, 并于30 min之后冲洗两种方式模拟外卖的运输过程, 对其表面微塑料进行检测. 结果发现, 外卖容器的微塑料丰度在每个容器1~41个之间, 纤维是外卖容器中微塑料的主要存在形态. 同时, 他们还测定了4种材质塑料外卖容器中微塑料的丰度, 丰度范围为3~29个·kg-1, 而且表面粗糙松散的PS材质容器会释放出更多的微塑料碎片到食物中. 基于这些数据推测, 每天食用外卖的人, 一周内可能会通过容器摄入203个微塑料碎片[62].
2 食物中微塑料的赋存食物是人类通过饮食接触到微塑料的潜在途径, 越来越多的研究表明微塑料在食物中被检测到, 微塑料对人类健康的潜在威胁引起了人们的强烈关注. 当前关于食物中微塑料污染的研究主要集中在海洋生物、水、食盐、蜂蜜、牛奶、啤酒和茶叶中, 甚至在水果蔬菜中也发现了微塑料的踪迹（表 2）.
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表 2 不同食物中微塑料的赋存1） Table 2 Occurrence of microplastics in different foods |
2.1 海洋生物
微塑料广泛存在于海洋、湖泊等水环境中, 尤其是受人类活动影响较大的区域, 微塑料污染更为严重. 一些较大的塑料碎片沉积水底, 较小、较轻的微塑料悬浮在水中, 海洋生物极易摄入它们, 进而通过食物链进入人体. 一项针对美国海鲜摄入量的研究报告中显示, 美国人均海鲜日摄入量为（106.9±2.9）g[78]. 因此, 海洋生物中的微塑料污染不容忽视. Jabeen等[12]和Beer等[63]在波罗的海和中国的鱼类样本中检测到微塑料, 且按照个体微塑料丰度来算, 海鱼的平均丰度显著大于淡水鱼, 这可能与不同鱼类的栖息地和海底塑料碎片有一定关系.
有研究人员在苏格兰[（3.2±0.52）个·g-1]、加利福尼亚（0.47个·g-1）、美国（0.6个·g-1）和法国（0.47个·g-1）养殖场的双壳贝类中检测到微塑料的存在[79]. Li等[44]在沿海的野生贻贝中发现微塑料（组织：0.7~2.9个·g-1, 个体：1.1~6.4个·个-1）, 其组织中微塑料数量多于超市中购买的贻贝（活贻贝：0.9个·g-1；加工贻贝：1.4个·g-1）. 但养殖的贻贝由于体积大, 其个体的碎片丰度多于野生贻贝. Van Cauwenberghe等[80]是首批通过摄入被微塑料污染的海鲜来估计人类接触微塑料潜在风险的研究团队, 他们估算出在双壳贝类消费量高的欧洲国家, 消费者平均每年摄食微塑料约11 000个, 消费量低的国家人均达1 800个.
海洋生物摄入的微塑料大多存在于鳃和消化腺中, 这些组织在食用时被剥离, 降低了微塑料带来的风险. 有研究人员在鱼肉中发现了微塑料的存在[64,81], 这说明微塑料在体内很可能会发生易位, 但其易位到组织中的途径尚未阐明. 后续的研究发现, PS在软体动物中可发生易位, 发生易位的粒径范围是0.009 6~3 μm[82]. 在鱼类的研究中, 关于微塑料是否可以被细胞吸收并发生易位仍存有分歧. Ma等[83]研究发现微塑料可通过肠道吸收和表皮渗透进入鱼类的内脏中. 一项长达4个月的微塑料暴露实验发现6 μm的PS不能在鱼类各组织中发生易位. 这可能是由于尺寸限制了微塑料的转移, 也有可能是微塑料自身的性质导致, 这需要更多不同尺寸和类型的微塑料的易位研究进行验证. 此外, 微塑料对海洋生物的影响取决于内在因素（体型、喂养习惯和栖息地）和外在因素（微塑料的尺寸、形状和类型）. 据报道, 离海岸线近的生物不易受到微塑料的污染[84]；体型较大的生物微塑料摄入量会增加, 但其在体内保存的时间不一定会很久[85]；与其他鱼类相比, 杂食鱼对于微塑料的摄入量更高[86,87]. 一项综述研究报道, 聚乙烯（15.7%）和聚酯（11.6%）是鱼类摄入最普遍的微塑料类型；其摄入形状主要包括纤维和碎片. 此外, 根据对鱼类摄入微塑料尺寸的分析, 小尺寸（< 1 mm）微塑料的摄入占主导地位[88].
2.2 其他陆生动物除海洋生物外, 甲壳类动物[89]和其他脊椎动物如两栖动物[90]、家禽和家畜[91,92]也可以摄入和积累不同尺寸和类型的微塑料, 研究人员在其血液、肠道和肌肉中发现微塑料的存在. 与鱼类相比, 甲壳类动物具有较低的微塑料摄入率和较短的保留时间[85]. 微塑料对陆生动物的新陈代谢和健康造成影响, 附着于陆生动物表面的微塑料引起表面损伤甚至阻碍运动[93,94]. 一些动物摄入微塑料会破坏肠道结构和代谢途径而造成毒性影响[95]. 此外, 由于微塑料难以降解, 积累在组织中对动物和人类构成长期威胁[96]. 动物的粪便是堆肥的常用原料, 由于微塑料的存在很可能会威胁到植物的生长, 甚至会随植物吸收作用发生转移, 进而威胁人体健康. 有研究人员报道, 鸡粪[97]、猪粪和牛粪[98]堆肥中微塑料的丰度分别为（14 720±2 468）、3 547和4 520个·kg-1. 因此, 应该重视农田土壤中对于施用动物粪便堆肥的安全性评估.
2.3 饮品水是生命之源, 人们每天都会摄入大量的水分来满足机体需求. 啤酒、牛奶和矿泉水是世界上最受欢迎的饮料, 这些饮料的生产不可避免地要利用环境中的水资源, 水在运输过程中难免受微塑料污染[99]. 对于瓶装水, 包装材料可能会对水中微塑料含量产生影响, 在玻璃瓶装水中也发现微塑料的存在（平均数：204个·L-1）, 数量远小于塑料瓶包装（平均数：1 410个·L-1）[100]. 玻璃瓶中检测出微塑料的存在可能与瓶身和瓶盖之间的磨损有关, 此外, 还可能来自于玻璃瓶的清洁过程[101].
Li等[102]对世界15种啤酒中微塑料的数量和种类进行了调查, 发现微塑料污染在常规啤酒中普遍存在, 其主要组分为聚苯乙烯（PS）和聚丙烯（PP）. Kosuth等[70]从14个国家收集的12个品牌由劳伦斯五大湖水源酿造的啤酒中也检出了微塑料, 且99%以上为微塑料纤维, 丰度范围为0~14.3个·L-1.
受密集加工影响, 当前关于微塑料污染牛奶的可能风险已被证实. Kutralam-Muniasamy等[56]收集了5个国际品牌和3个墨西哥国家品牌的23份牛奶样品进行微塑料检测, 其中成人22份, 儿童1份, 结果表明牛奶样品中微塑料平均丰度为3~11个·L-1, 其中儿童牛奶中微塑料平均丰度为2~2.83个·L-1. 微塑料形态包括纤维和碎片, 占比分别为97.5%和2.5%. 总之, 在所有饮品的研究中均发现了纤维和碎片状微塑料污染, PP、PE和PET是自来水和瓶装水中最主要的聚合物类型, 而且瓶装水中微塑料的数量明显多于自来水, 这说明, 在产品加工包装过程中可能会引入微塑料.
2.4 佐料有研究人员在盐[74]、糖[103]和蜂蜜[57]中均发现了微塑料. 这些研究为其他食物来源提供了重要信息, 也可能是人类无意摄入微塑料的一种途径. 不同研究报告的微塑料的粒径范围差异较大, 这使得微塑料丰度的比较变得复杂. Yang等[74]从中国各地超市收集了15种品牌盐, 涵盖海盐、湖盐和井盐, 经检测, 微塑料的丰度依次为55~681、43~364和7~204个·kg-1. 海盐中微塑料丰度最高, 主要存在形态是纤维和碎片, 主要成分为PET. Kosuth等[70]收集了12种海盐, 发现微塑料丰度范围为46.7~806个·kg-1, 高于前者, 这可能是由于海盐来自于人口密集的沿海地区, 微塑料的污染水平远高于湖泊和地下水.
Afrin等[13]调查了来自孟加拉国不同超市的7个品牌的商品糖, 结果表明, 这些商品糖中均存在微塑料, 微塑料颗粒的主要颜色为黑色、粉红色、蓝色和棕色, 形状以纤维和微球居多, 聚合物类型以ABS和PVC最为常见, 样品中鉴定的颗粒数量为（343.7±32.08）个·kg-1. Diaz-Basantes等[77]在厄瓜多尔蜂蜜样品中也检测到微塑料的存在, 其聚合物类型主要为PET、PP和PE, 形状大多为纤维和碎片, 微塑料颗粒数量为10~100个·L-1, 该研究所发现的微塑料颗粒数量也证实了Liebezeit等[73]在蜂蜜中对于微塑料数量的报告（碎片2~82个·kg-1, 纤维：10~336个·kg-1）. 与饮品相比, 海洋生物和佐料中发现的微塑料丰度明显更低, 特别是考虑到人类的平均消费量[104]. 但已有研究中关于微塑料检测限的信息有限, 关于微塑料丰度的比较可能存有误差, 这说明有必要开发可以比较不同粒径范围的微塑料丰度的方法.
2.5 果蔬只有少数研究对果蔬中微塑料的污染进行了报道. Aydɩn等[105]调查了土耳其一些消费量较大的果蔬, 每g果蔬中微塑料的平均丰度（个）依次为梨（3.1±1.3）、苹果（3.1±1.2）、黄瓜（3.6±1.8）、番茄（3.6±1.4）、洋葱（2.6±1.5）和马铃薯（1.5±1.6）. Oliveri等[16]首次在可食用水果和蔬菜中检测到小于10 μm的微塑料, 苹果和胡萝卜分别是受污染最严重的水果和蔬菜样本, 微塑料丰度分别为（195 500±128 687）个·g-1和（101 950±44 368）个·g-1, 生菜表现出最低的污染水平[（50 500±25 011）个·g-1], 需要强调的是, 这一研究结果发现的微塑料污染水平偏高, 这可能是由于该研究运用SEM-EDX一种新型方法检测微塑料, 并且结果中包含了纳米塑料, 导致分析结果偏高. 因此, 运用不同的分析技术评估微塑料污染水平可能会有所偏差, 统一此类样品微塑料的标准化分析方法极具挑战性. 近年来, 研究人员在微塑料对生菜污染方面的研究逐渐深入, Canha等[106]的研究比较了葡萄牙城市菜园、农村菜园和超市购买的生菜洗涤水中的微塑料丰度, 平均丰度为（6.3±6.2）~（29.4±18.2）个·g-1不等, 在城市菜园检测到的微塑料表现出最高水平的污染, 这可能是由于城市菜园靠近商业和住宅区, 交通活动较频繁, 后续的研究可以增大样本数量, 探究交通活动对菜园微塑料的贡献率. 此外, 微塑料会影响生菜的生长和品质. Hasan等[107]探究了不同质量分数和形状的LDPE和PVC微塑料对生菜生长的影响, 其研究表明, 质量分数越高对生菜生长参数的影响越大；碎片状微塑料对于生菜根重和叶绿素含量的影响大于纤维状微塑料；LDPE微塑料对生菜根系重量的影响较大, 而PVC微塑料对生菜的地上部分影响较大. 综上所述, 微塑料的质量分数、形状和类型不同, 对生菜的生长参数影响程度不同. 因此, 后续研究可以扩大研究样本, 对比更多类型以及同类型的不同质量分数微塑料对果蔬的整体影响.
3 食物中微塑料的分离与检测评估食物中微塑料风险, 对其进行定量和定性是重要前提. 虽然分析方法多种多样, 但其原理基本相同, 主要包括消解、浮选、显微镜定量和红外光谱定性等（图 1）.
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图 1 微塑料的分离提取流程 Fig. 1 Separation and extraction process of microplastics |
密度浮选法是从食物中提取微塑料较常用、便捷的方法. 此方法是利用样品与浮选液的密度差进行样品中微塑料的分离提取. NaCl是一种相对低廉且环保的盐, 广泛用于微塑料的浮选液, 其密度为1.2 g·cm-3, 这就意味着对于PVC（聚氯乙烯, 1.35 g·cm-3）和PET（聚对苯二甲酸乙二醇酯, 1.38 g·cm-3）等一些高密度的聚合物无法从食物基质中提取出来. 因此, 许多研究人员选择氯化锌、溴化钠、碘化钠和甲酸钾等作为浮选液[108 ~ 110], 虽然高密度的浮选液对于微塑料的回收率会高一些, 但浮选介质的选择还应考虑对环境的影响和样品前处理的净度要求.
消化是从样品中去除有机杂质的必要步骤, 消化液的选取包括酸消化、碱消化、氧化剂消化以及酶消化, 酶消化是侵蚀性最小的方法, 它可以温和高效地消解软组织且不会破坏样本微塑料, 然而酶造价较高, 技术不够成熟, 所以很少用于实验[111 ~ 115]. 当前的诸多研究大多使用氧化剂进行样品消化, H2O2和芬顿试剂的应用颇为广泛, 在降低成本的同时可以高效地消化生物样品, 而且对于塑料样品的破坏性小, 更有效地克服塑料中的荧光干扰, 但其消化时间较长且需要控制温度；还有一些研究认为此方法可能会潜在地消化样品中的聚乙烯和尼龙等聚合物[116 ~ 118]. 有研究人员使用NaOH和KOH等碱性溶液进行消化, 然而有机物的碱性消化并不理想, 但10%的KOH溶液的消化效果是被认同的[119], 而且KOH溶液一般用于生物材料的消化, 因为它可以完全消化鱼类和贝类的软组织, 不会干扰聚合物性质和微塑料形态特征[120], 不过NaOH溶液会导致部分尼龙被破坏、聚乙烯熔化、聚氯乙烯变色及部分聚酯纤维的丢失[112]. 盐酸和硝酸等酸消化液多用于生物材料的消化, 虽然具有较短的消化时间且消化较彻底, 但会导致部分塑料出现轻微链降解, 影响塑料的完整性[121 ~ 123]. 最终根据样品的检测要求, 在经过多次浮选、消化及过滤操作后收集上清液用于下一步分析[124].
3.1.2 其他技术膜技术分离是近期发现的从食物中分离微塑料的另一项较为合适的方法. 其操作简易, 通过液体流过膜产生的压力差, 将微塑料保留在不同滤膜的表面[125], 该技术主要应用于啤酒[70]、饮料[56]和瓶装水等饮品或蜂蜜、糖[103]和盐[75]等需要溶解的佐料. 微塑料粒径越大越易提取, 这是因为大粒径微塑料可以沉积在膜表面导致膜孔隙堵塞, 可以截流住更多的微塑料, 然而在检测过程中对样品的运输会导致部分微塑料脱离膜而造成损失. 有研究提出一种运用电场梯度, 基于微塑料表面所携带的电荷, 靶向分离微塑料的电动分离技术, 此方法可以分离出环境中 < 10 μm的微塑料[126]. 然而这种分离技术当前只是基于实验室水平进行3种以内微塑料的分离. 因此, 将其运用到分离环境样本中微塑料极具挑战性.
3.2 检测技术当前关于微塑料组分鉴定方法主要包括视觉分析、光谱法、色谱法和激光红外成像法（LDIR）. 体式显微镜和扫描电子显微镜通常被用于微塑料鉴别的视觉分析, 此方法价格低廉, 分析速度较快, 但会造成假阳性检测. 因此, 需要和其他检测技术相结合. 衰减全反射（ATR）和透射模式在微傅里叶变换红外光谱法（μFTIR）中应用最广泛, 通过匹配聚合物的数据库, 结合官能团特征峰对来自未知粒子的光谱进行鉴定[127]. 拉曼光谱是一种基于光的非弹性散射的振动光谱技术, 它以振动光谱的形式提供系统的分子振动信息, 可以识别未知粒子的成分. 但其价格昂贵且耗时, 可用于一些粒子数量较少的环境样品[128]. μFTIR和拉曼是相互补充的技术, μFTIR可以检测到最小粒径为10 μm的颗粒, 拉曼的检测尺寸更精细, 甚至可以检测到1 μm的颗粒[120].
热解气相色谱-质谱法（Py-GC-MS）是将热解后产物的光谱与谱库中光谱进行对比分析, 可获得质量信息, 预处理较简单. 但此方法只适用于选定的聚合物, 而且不能获取尺寸信息, 易受大颗粒的影响, 具有一定局限性[129]. 液相色谱则是根据测定的摩尔质量分布进行分析定量, 该方法无法确定粒径信息, 而且只能分析特定的聚合物[130].
LDIR是环境微塑料研究中较为新颖的一种鉴定技术, 它可以自动对样品粒子进行检测, 不需要液氮, 也不需要借助体式显微镜进行视觉分析, 并提供粒径和组分等信息, 可测得的粒径下限为10 μm[131], 而且不会影响光谱质量, 但其对于样品前处理的干净度要求极为严苛. 此外, 由于该技术精密度较高, 所得数据的误差较大, 因此, 在操作过程中要极为仔细以减小操作误差. 当前此项技术多应用于水和土壤样品的微塑料检测, 有关食物中微塑料检测还未涉及. 一些食物中微塑料的提取与鉴定方法如表 3所示.
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表 3 食物中微塑料提取与检测技术1） Table 3 Method for separation and detection of microplastics in food |
4 人类通过食物摄入微塑料的风险评估
人体通过食物摄入是接触微塑料最直接的方式, 环境中的微塑料在动植物体内积累和生物放大, 促使高营养级生物体内的微塑料丰度增加, 通过食物链被人类食用[134]. 目前有关人体危害方向的研究也在逐步推进, Das[135]指出, 生物体长期暴露于微塑料导致其在各个器官中发生累积, 进而诱导ROS（活性氧）的产生, 并启动细胞炎症信号级联反应. Goodman等[136]在探究聚苯乙烯微塑料对人体的影响时发现, 人体肾脏和肝细胞暴露于微塑料会导致形态、代谢、增殖变化和细胞应激. 此外, 最近有研究利用小鼠实验模拟微塑料对哺乳动物造成的危害, Liu等[137]持续一个月给雌性小鼠灌输PS-MPs, 以此评估小鼠的生殖毒性. 结果显示, PS在小鼠心、肝和肺等多个器官发生积累, 并引起卵巢炎症. Tamargo等[138]利用PET-MPs结合协调静态模型和动态胃肠道simgi模型模拟微塑料在人体胃肠道的影响, 结果表明, PET可改变人体胃肠道的微生物群落. 由于微塑料在人体内的潜在毒性, 评估其摄入风险尤为重要. 笔者基于表 2的数据, 从中提取微塑料的丰度, 如果有一个则使用平均值, 如果包括最大值和最小值, 则计算出平均值, 并将其与《中国居民膳食指南》[139]中推荐的饮食摄入量标准结合, 计算微塑料的估计日摄入量（EDI）. 由于指南中未涉及到对于牡蛎和贻贝等软体动物的推荐摄入量, 故这一部分的数据采用联合国粮农组织推荐的日均摄入量0.21 g进行计算[54]. 当前关于微塑料对人体的危害程度尚未有定论, 因此关于食物中微塑料并没有可以衡量其摄入风险的阈值, 因此, EDI的计算很有必要.
本研究运用以下公式计算食物中微塑料的EDI（单位：个·kg-1·d-1或个·L-1·d-1）：
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式中, C为食物中微塑料的丰度（个·kg-1或个·L-1）；IR为推荐摄入率（kg-1·d-1或L-1·d-1）；BW为假定成人70 kg体重. 计算结果如表 4所示.
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表 4 食物中微塑料的估计日摄入量（EDI）的计算1） Table 4 Calculation of estimated daily intake (EDI) for microplastics in foods |
本研究按照食物的日推荐最小摄入量进行EDI的保守计算. 有研究将鱼鳃和肠道中微塑料进行分析报告[132], 人类通常不食用这些组织. 人类食用贻贝和牡蛎这些软体动物之前要经历清洗步骤, 假设大部分微塑料会被洗脱. 因此, 关于上述微塑料摄入量数据的计算可能被高估. 关于饮用水中的EDI, 本文的计算结果与Ravanbakhsh等[72]结果相似（2.1个·kg-1·d-1）, 低于Lin等[54]的研究结果[（14.3±3.4）个·kg-1·d-1]. 这可能是所用的检测方法不同导致, 不同的检测机器对于微塑料丰度的检测不同. 此外, 滤膜的孔径对微塑料数量也存在影响, 当然小孔径会截留更多的微塑料. 只饮用自来水, 日估计摄入量为5.04个·L-1·d-1, 只饮用瓶装水, 为29.07个·L-1·d-1, 相差大约6倍, 自来水中微塑料的数量远少于瓶装水是显而易见的, 这与以往的研究结果一致[140,141]. 盐和糖中微塑料的检出率较高, 可能源于生产加工过程的引入及塑料包装的释放. 因此, 严格把控生产过程、可重复玻璃包装、陶瓷包装和不锈钢材料的利用, 有希望可以从源头上降低微塑料的摄入风险.
5 展望已有研究的重点逐渐从微塑料在环境介质中的暴露状况及影响, 转移到食物基质中的暴露状况及对人体健康的影响, 且研究成果颇多, 但相关领域仍存有一些空白：
（1）在来源分析方面, 大多基于环境介质进行溯源研究, 食物基质中微塑料的溯源研究极其匮乏. 应借鉴环境中微塑料的溯源分析模型, 结合不同暴露途径和相关指标, 开发针对食物中微塑料的溯源模型, 推进食物中微塑料来源分析及其迁移行为的深入研究与应用.
（2）在检测方法方面, 由于食物基质的复杂性及不同食物中微塑料赋存特征的差异性, 使得分析方法的标准化变得复杂. 应当建立国际公认的微塑料标准提取技术和定量分析方法来有效提取食物中的微塑料. 此外, 当前的精密塑料颗粒分析技术的最小尺寸检测限大多为10 μm, 拉曼光谱法虽然能检测到1 μm, 但其对样品的破坏性较大, 而且只适用于小样本微塑料检测, 因此, 微塑料最小尺寸检测限和检测效率尚有提升空间.
（3）在风险评估方面, 微塑料具有易位效应, 这很可能会导致摄入到体内的微塑料会对人体产生多个危害位点. 因此, 适用于环境微塑料污染的风险评估模型对于评估食物微塑料对人体的影响不一定适用. 因此, 关于不同食物基质中微塑料的暴露量计算以及根据现有研究数据进行食物中微塑料的风险评估需要更多的关注.
（4）在人体危害方面, 人类通过长期摄入微塑料造成的潜在风险尚未有定论. 微塑料的检出大多基于体外模型、体内模型（如小鼠）及尸检进行分析报告, 所得结果均是基于控制条件下的特定微塑料在短时间暴露条件下获得, 尚无法证实环境中的各类型微塑料对人体的影响. 因此, 根据各类型微塑料暴露量及相关指标建立模型, 探究微塑料在人体的潜在累积行为及潜在长期影响也是未来重要研究方向.
6 结论（1）食物是人体接触微塑料最直接的途径. 食物原料污染（动植物摄入、吸收）、食物加工和包装过程是微塑料最主要的暴露渠道.
（2）微塑料因其质地轻、粒径小等特征而广泛存在于食物基质中（如海洋生物、饮品、佐料和果蔬）. 但由于前处理和检测方法的差异, 样本之间难以相互比较. 而且不同国家和地区的环境条件不同, 不同研究人员进行对比分析时可能存在偏差, 制约了食物中微塑料分布特征的研究进展.
（3）通过搜集整理各类食物基质中微塑料的丰度, 结合《中国居民膳食指南》和联合国粮农组织推荐的食物日均摄入量, 对微塑料日估计摄入量（EDI）进行保守计算. 摄入微塑料的日估计摄入量分别为：饮品（0.03~29.07个·L-1·d-1）、海洋生物（0.003 8~0.004个·kg-1·d-1）和佐料（0.03~0.07个·kg-1·d-1）. 微塑料在饮品的暴露量需要引起重视, 尤其是塑料瓶装水中微塑料的暴露量高达29.07个·L-1·d-1. 当前有关微塑料对人体危害的相关研究多数基于细胞和模型水平上进行的模拟, 不能模拟真实的人体内部情况, 环境微塑料对人体的影响仍缺乏科学证据.
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