環境中的微塑料污染及降解

孫文瀟，楊 帆，侯夢宗，賀丹丹，吳 慧，劉 強，張 宏*

（1.西北民族大學化工學院，環境友好復合材料國家民委重點實驗室，甘肅省高校環境友好復合材料及生物質利用省級重點實驗室，蘭州 730300；2.甘肅省生物質功能復合材料工程研究中心，蘭州 730300）

0 前言

塑料是通過加聚或縮聚反應聚合而成的高分子材料［1］。由于其成本低、延展性優良、經久耐用、易于加工等特點，已被廣泛應用于工業、農業、醫藥、市政等領域。全球每年塑料生產量已超過3 億噸，然而僅有6 %～26 %的塑料制品被回收，絕大部分的通過各種途徑被排放到環境中［2］造成了嚴重的環境污染。研究表明塑料進入環境后，在自然界的作用下經歷物理、化學和生物的老化過程被破碎成為MPs。MPs 通常被定義為粒徑小于 5 mm 的塑料纖維、顆粒或者薄膜［3］。MPs 通過地表徑流、大氣擴散及人類活動等的遷移作用，沉積并聚集于陸地土壤和水體環境中，且處于不斷累積狀態［4-5］。塑料顆粒的毒性或任何其他影響均可能隨著粒徑的減小而增加［6-7］。近些年來國內外研究者針對大氣、水體、土壤甚至極端環境中MPs 污染觀測及治理等方面開展了大量的研究工作。本文根據Web of science 核心合集數據庫檢索了2013—2022年來的MPs 污染領域相關論文發表量（2023年2月11日統計），見圖1。在此基礎上，本文重點綜述了土壤、大氣及水體環境中MPs 的來源、危害等，同時對于塑料的生物降解及酶降解進行了介紹，并對未來的研究方向進行了展望。

圖1 Web of science核心合集數據庫以microplastic為主題相關論文的發表情況Fig.1 Publications related to microplastic in the Web of science core collection database

1 不同環境中的MPs污染

近年來，不同存在形式的MPs 已被證明遍布于各種環境中，如表1所示。根據其來源，可分為初級MPs和次級MPs。初級MPs主要由商業產品中的塑料以及有機肥料直接產生。次級MPs主要源于塑料廢物通過物理、化學或生物降解等老化過程后產生的。圖2顯示了在不同環境下的MPs 污染來源。需要注意的是，評估MPs 對生物體的危害是一個非常復雜的過程，MPs的形狀、大小、表面電荷、劑量等因素在誘導生物毒性方面均起著至關重要的作用，嚴重威脅著環境健康與生態安全［8-9］。塑料在降解過程中其理化性質產生變化如含氧官能團增多，為污染物的吸附提供更多的位點，使污染物能夠在MPs 表面固定，同時塑料生產過程中的有毒添加劑（增塑劑、阻燃劑）也會隨降解過程被釋放。較大尺寸的塑料進入到大氣、水體及土壤環境中，均會通過光照、風化等非生物因素與生物因素共同作用下，使其機械性能下降和平均分子量降低，使塑料更容易破碎成尺寸更小的納米級微塑料（NPs）。更為嚴重的是，MPs 可以隨食物鏈在營養水平上被生物富集并逐漸積累同時人體皮膚與大氣MPs直接接觸或呼吸作用均可使MPs進入人體中，引起氧化應激、代謝紊亂等毒性機制危害人體健康。人體一年可通過食物鏈攝入或吸入的MPs 潛在數量達到上萬個［10］，其隨著血液沉積在肝臟、脾臟等器官中。然而，對于MPs與宿主的生物相互作用，特別是生物屏障，還需要更多了解［11］。另外，MPs 及NPs 已被證明可通過大氣沉降、雨水降落、農田種植等過程存在于人類生產生活當中，如土壤中的MPs 在植物生長過程中被根莖吸收，隨食物鏈傳遞進入人體。存在于植物根際的MPs造成土壤孔隙率變化導致土壤含氧量減少，直接影響植物吸收生長所需的營養物的攝入。近年來，海洋生態圈中MPs 污染研究越來越多，MPs 對海洋生物的危害表現在生物體內聚集引發疾病甚至死亡，如MPs在呼吸道、胃、腸道、肝臟、等部位大量富集，可導致腸道穿孔、發育異常等不良反應。另外海洋中MPs的豐度過大導致海水透光率下降，影響藻類等水生植物的生長。

表1 不同環境中的MPs分布及污染情況Tab.1 Distribution and pollution of microplastics in different environments

圖2 環境中的MPs來源Fig.2 Source of MPs in the environment

1.1 土壤中的MPs

MPs 可以通過農用地膜的長時間殘留、有機肥的施用、地表水灌溉與大氣中懸浮的MPs 顆粒沉降等途徑進入土壤環境中［12］。有研究推測全球農業土壤中MPs 的總質量接近150 萬至660 萬噸MPs［13］。MPs 進入土壤后經過長期的風化撕裂及老化作用導致其理化性質發生改變。隨著廢棄塑料的不斷積累，土壤中的MPs 可黏附在根際表面或部分被植物根系吸收，農作物無法充足吸收養分和水分，導致農作物減產及品質受損［14］。同時有研究表明土壤可成為重金屬的有效載體并將其固定在土壤中［15］，對土壤造成重金屬污染。同時也可對持久性有機污染物（如六氯苯、多氯聯苯、鄰苯二甲酸酯類、多環芳烴）、抗生素等發生吸附作用；MPs還可作為自身釋放的有毒添加劑的“載體”［16］。土壤復雜的生態組成以及不同類型塑料制造過程中的添加劑等使得研究土壤中MPs變得愈加困難［17］。在人工土壤中，低密度聚乙烯（PE-LD）MPs（<400 μm）在較高濃度（≥1.0 g/kg PE-LD）暴露28 d 后，可引起蚯蚓表面損傷，誘導氧化應激發生［18］。同時研究證明納米和MPs 對西洋菜種子的發芽率存在明顯的不利影響。隨著塑料尺寸的增加，不良影響也趨于增長［19］。盡管目前已經對土壤中具有降解能力的微生物進行了相關研究，但根際微生物降解MPs的能力有限，殘留的MPs可能停留在植物體內。為了明確 MPs 在土壤環境中的生命周期及潛在效應，微生物在實際復雜土壤環境的最終降解產物以及降解產生的NPs 是否會造成更為嚴重的影響仍需要更深入的研究。

1.2 水體中的MPs污染

據調查，每年全球塑料制品產生的MPs 超過25 萬噸被排放到海洋系統中［20］。同時于233 種海洋生物的體內都發現了MPs 的存在［21］，在北極淡水湖［22］、飲用水［23］和地下水［24］中也檢測到了MPs 的存在。塑料類型多種，大多數材質的塑料密度由于小于或接近于海水密度使其存在于水體表面，長江及旱季黃河表層水的MPs 豐度可分別達到（3 407.7～13 617.5）×103個/km2、930 個/L［25-26］。也有如PVC、PET 等密度較大的塑料會發生自發沉降導致海底沉積物中也含有大量MPs，MPs 甚至到達了世界上最偏遠的地區，包括北極、南極和第三極，當MPs 被困在冰川中時，還可以加速冰的融化［27］。另外，Lares 等［28］發現一污水處理廠排出的MPs 達到1 千萬個/每天。韓龍等［29］調查了天津某一區域MPs 的主要成分為PET、PF、CE、PE。可見塑料對海洋河流生態系統造成了嚴重的危害。在海洋表面MPs 降解過程中，光降解占據主要地位。例如，PS MPs 在紫外照射下發生光降解，導致 PS MPs 表面氧化和尺寸減小，生成NPs。研究表明生物體攝入的塑料碎片的毒性作用主要是由于其釋放出不同的有害化合物和吸附在塑料顆粒表面的污染物［30］。如對珊瑚礁生態系統造成破壞，嚴重影響珊瑚的攝食性能，適當的骨骼形成和整體營養，甚至在生物體內累積引發疾病或死亡［31-32］。積累在海洋生物體內的MPs 通過消化系統隨著生物的糞便排出，沉積于海洋底部。事實上，水體中的MPs 豐度較高，想通過光降解及氧化降解等方式完全去除難度較大，導致降解形成的NPs 會繼續存在于水體中，為了減少海洋河流系統中MPs污染，有研究者通過自動收集器對環境中已有的MPs進行機械收集，但非常耗時，遠遠不能達到預期效果［33］，亟須一種行之有效的生物降解方式來減少海洋中MPs污染。

1.3 大氣中的MPs污染

大氣環境中的MPs相比于土壤與水體中的研究起步更晚，由于大氣環境的特殊以及MPs 尺寸等原因使得其也更加難以收集與分離［34］。大氣中的MPs主要來源于農業生產［35］、紡織業和塑料制造業［36］。有趣的是，從清潔和干燥衣服中釋放的MPs也是一種新興的MPs來源。其形態各種各樣，包括纖維、薄膜、碎片、顆粒、泡沫和微球等［37］。大氣MPs 因密度低、穩定性強和老化表面結構復雜等原因，可長期存在于大氣環境中［38］。空氣中的MPs可以直接通過呼吸道、口腔、皮膚進入生物體內，所以對生物造成的影響最為直接。受到大氣運動和重力作用下發生水平擴散及沉降［39］，導致吸附多種污染物和負載致病微生物的MPs 被人體吸入肺部［35］，成年人吸入肺中的MPs 平均在26～130 個/d，長期接觸會導致多種疾病的發生［40-41］。累積在人體器官及腸道中的部分MPs進入人體后又通過糞便排出至環境中。而且由于降雨作用，大氣中的MPs 會隨雨水流入河流海洋，部分也會殘留在土壤環境中。有研究調查了菲律賓大馬尼拉市部分城市，在整個采樣區域確定了大氣懸浮物中含有14 種不同類型MPs［42］。令人意外的是，城市居民區MPs沉降通量高于農業生產區、垃圾填埋場等區域。Bianco 等［43］分析了城市和偏遠地區MPs形態差異的主要原因，證明了影響偏遠地區高碎片豐度的原因是風速、陣風速度、濕度等因素的綜合作用。同時可見人類生產生活所產生MPs的比例之高。

2 MPs的生物與非生物降解

2.1 非生物降解

早期主要是將廢棄塑料露天焚燒或直接填埋，占用大量土地資源的同時又造成二次污染［30］。目前塑料種類繁多，其結構各不相同。其中聚乙烯由于具有飽和線性碳氫鏈結構—［CH2—CH2］n—，難以被自然降解［55］。Goel等［56］提出塑料聚合物降解成為MPs和NPs的途徑主要是在物理、化學、氧化（熱氧化與光氧化）等條件下發生崩解或碎片化，聚合物鏈的化學和/或物理結構發生改變，進而導致聚合物發生解聚，分子量降低。塑料非生物降解通常包括熱降解、化學降解、光降解、機械降解，但在非生物條件下降解時間較長［57］。

在自然環境中，光降解被認為是引發塑料降解的最重要的過程。有研究表現，當塑料暴露于紫外線下，吸收足夠能量的光，發生電子躍遷，參與氧化還原反應以降解高分子有機物造成聚合物分子量降低，進而導致聚合物材料碎裂［58-59］。熱降解是指塑料由于溫度升高產生的能量輸入而破裂。熱預處理可以增強聚合物的可生化性，熱降解過程中釋放的熱量同時也可以為聚合物主鏈中碳的氧化提供能量導致長聚合物鏈斷裂［60］，導致聚合物分子劣化及性能變化，其過程類似于塑料的光降解過程。化學降解包括水解降解和氧化降解，在導致物質降解的因素中，氧氣是最強的因素。高級氧化工藝包括光化學氧化、電化學氧化等可以有效降解塑料［61］。機械降解是指塑料因機械性外力作用而破裂，如地膜的風化、塑料與機器的碰撞、包裝破碎等。

2.2 生物降解

生物降解是一種自然過程。研究表明利用生物降解可以有效去除不同環境中的MPs，而且不會對環境造成二次污染更加安全、環保，有望為緩解塑料污染提供一種新的方式。在長期自然適應后，生物降解過程可能是塑料降解的一個不可忽視的驅動因素［33］。塑料聚合物作為碳源可以進行好氧降解產生CO2和H2O 或厭氧降解產生CO2、H2O和CH4［62］。同時生物降解受多種因素綜合影響，如聚合物的遷移率、觸性、結晶度、分子量、官能團類型、生物類型和預處理條件等［63］。由于塑料的官能團類型和化學結構的不同，導致其降解性能的不同，例如具有不飽和雙鍵的塑料通常比具有飽和雙鍵的塑料更容易被降解。

生物降解包括動物、植物及酶的作用。環境中MPs 的生物降解途徑被展示在圖3 中，例如黃粉蟲、大麥蟲和蠟螟幼蟲等昆蟲能夠咀嚼和采食塑料制品，并將其作為唯一的碳源在它們體內的腸道微生物幫助下降解各種塑料聚合物［64］。如黃粉蟲及其腸道微生物哈夫尼菌屬（Hafnia）和摩根氏菌屬（Morganella）菌株具有超高PVC 利用率［65］，但高密度聚乙烯（PE-HD）和低密度聚乙烯（PE-LD）并不適合黃粉蟲食用［66］。植物降解塑料主要是由于集中于植物莖葉或根際表面的微生物。如紅樹林植物呼吸根表面的鏈格孢菌就具有PELD 的降解能力，在其表面定殖，并產生漆酶和錳過氧化物酶從而對MPs 產生降解作用。除此之外，研究還發現遼河中的二形柵藻可以通過分泌胞外多糖黏附在PE內外兩側增殖，造成明顯的腐蝕降解效果［67］。

圖3 不同環境中MPs的生物降解途徑Fig.3 Biodegradation pathways of MPs in different environment

MPs的降解途徑還包括微生物的降解作用。微生物降解是指微生物（真菌或細菌）通過純菌株、微生物群落或聯合體利用塑料作為底物生長從而達到塑料降解的過程。研究發現無論土壤或海洋中均存在著可降解塑料的微生物或微生物聯合體。同時證明了真菌其降解效率高于細菌，微生物聯合體的降解效率也更為顯著。Skariyachan等［68］分離出的Enterobactersp.等菌株配制成細菌群，對比印度國際微生物菌種保藏中心MTCC 菌株組成的聯合體在同一時期內降解率更高。也正因微生物群落更優的降解效果而受到了廣泛關注。Ben 等［69］提出聯合體成員通過交換代謝物或信號進行交流，使其能夠通過分工協調活動。與單一培養相比，微生物群落能夠自我組織形成空間模式。聚合物質量的減少與微生物種群的增加息息相關。Han等［70］發現從土壤中分離出的兩株節桿菌和鏈霉菌，具有不同的代謝類型，所處微環境不同，獲得營養的途徑也不同。在極端惡劣的環境下也存在著塑料的降解菌株。Urbanek 等［71］分離出有效降解降解聚己內酯（PCL）、聚丁二酸丁二醇酯（PBS）的多株南極微生物，包括161株細菌和38株真菌。陳萍等［72］篩選出一株聚乙烯醇降解菌，在最佳培養條件的優化后其降解率提高了2.10 倍。Spina 等［73］體外篩選時發現多數真菌（97 %）能夠在PE 粉末作為唯一碳源的存在下生長。同時證明了尖孢鐮刀菌、淡紫擬青霉能夠引起強烈的氧化現象和PE 膜形態的變化。塑料制造過程中的添加劑、金屬和催化劑殘留物對于塑料的降解特性也具有一定影響，如加速飽和鍵塑料的降解。Roy 等［74］研究了含有微量硬脂酸鈷的非生物老化PE-LD可以富集微生物菌株進行降解。不同的地點及環境下，微生物的種類存在較大的差距。不同塑料表面微生物的種類及比例也存在極大差異。

3 生物降解機理

塑料降解與微生物產生的酶促反應密切相關。氧化酶、漆酶、水解酶和過氧化物酶已被證明可實際參與聚合物降解。酶對塑料的生物降解過程可簡單概括為酶通過活性位點與塑料結合之后在活性位點的催化作用下降解塑料［75］。酶對底物的特異性決定了降解不同塑料的聚合物酶也不同，部分塑料降解相關酶如表2所示。

表2 塑料降解相關酶Tab.2 Enzymes associated with plastic degradation

聚乙烯根據不同的制造工藝和線性主側鏈不同的物理排列，可分為3 種，如線性低密度聚乙烯（PELLD）、PE-LD、PE-HD，如圖4所示。由于聚乙烯為大分子聚合物不能被微生物直接利用并且主鏈上缺乏活性基團和可水解基團，需要將其分解成小分子產物。完整的聚乙烯降解過程包括4 個階段：定殖、解聚、同化、礦化。其具體降解機理如圖5所示，將微生物固定在聚合物表面是PE 生物降解的第一步。微生物利用PE 作為生長所需的碳源從而在PE 表面定殖，形成生物膜。也正因微生物的定殖使得聚合物更容易被細胞外酶如解聚合酶和水解酶攻擊從而解聚成更短的片段。攻擊酶有2 種不同的方法，即內攻擊和前攻擊［76］。使得鏈上某處發生水解以及鏈末端的裂解，產生小的低聚物或單體并在氧氣的作用下發生氧化，形成羰基、羧基、羥基等含氧官能團。此外，如角質酶、水解酶、脂肪酶和酯酶等酶類可以將含有10～50個碳原子的氧化低聚物分解成更小的分子，使得小分子片段通過細胞膜運輸至微生物細胞中，被微生物同化并接受細胞內代謝，主要為β-氧化機制和檸檬酸循環的作用下發生同化。最終塑料可在好氧條件下礦化為CO2和H2O，在厭氧條件下通過胞外和胞內過程礦化為CH4、CO2、有機酸、H2O 和NH4，從而導致微生物生物量的增長［77］。Eyheraguibel 等［78］證明了細胞外機制導致的酶促氧化和水解作用也十分重要。同時有研究表明，酶以協同酶組合的方式發揮作用，利用其特性對聚合物的降解進行高效順序催化［79］。

圖4 PE-LD、PE-HD、PE-LLD的分子鏈結構及PE結構單元Fig.4 Molecular chain structure of PE-LD，PE-HD，PE-LLD and structural unit of PE

研究表明，因PE-LD具有支鏈結構，鏈排列比較疏松，微生物更容易滲入PE-LD 無定型區域使其降解。漆酶屬于氧化酶組酶，是報道最多的與PE-HD 降解相關的酶。PE 的高分子量及線性結構是酶降解的主要問題，它影響可能的酶反應的數量［80］。

PET 是一種高聚酯類化合物，由乙二醇（EG）和對苯二甲酸（TPA）以酯鍵依次連接形成的線性高分子聚合物。有研究表明，PET 水解酶（PETase）首先通過內型水解與PET 分子鏈中易接近的酯鍵隨機結合，使酯鍵發生水解，PET 分子鏈斷裂生成低分子量PET，然后低分子量PET 中靈活性較高的無定形部分的酯鍵通過外型水解作用生成TPA 和EG，從而導致聚合物的質量損失［81］。Austin 等［82］通過X 射線晶體學分析，PETase 為經典的α/β-水解酶折疊結構，具有開放的活性位點裂口，其核心由8 條β 股和6 條α螺旋組成。PET 降解過程（圖6）首先為PETase 發揮水解作用，主要產物單體為對苯二甲酸乙二醇酯（MHET）和對苯二甲酸雙羥乙酯（BHET）及微量的TPA，同時BHET 也可以通過PETase轉化為MHET。然后MHET 酶（MHETase）可將MHET 水解為TPA和EG。TPA 通過TPA 轉運體（TPATP）被TPA 1，2-雙加氧酶分解。乙二醇可以通過乙酰輔酶A 轉化為乙酸，也可以轉化為異檸檬酸。PUR 是由含有氨基甲酸乙酯和氨基甲酸乙酯的重復單元組成。PUR降解酶其中四種屬于角蛋白酶，與PET酶相似［83］。

圖6 PET的生物降解途徑Fig.6 Biodegradation pathway of PET

PS 是由芳香族苯乙烯單體組成的一種液體烴。聚苯乙烯在環境或水體中的存在會導致許多毒性。PS中的碳-碳骨架具有高分子量和強疏水性，對氧化還原過程的酶裂解具有高度抗性［84］。苯乙烯單體的酶促降解機理涉及各種酶反應，圖7所示。聚苯乙烯主鏈通過水解降解為苯乙烯單體。苯乙烯本身可以作為某些微生物生長的碳源或苯乙烯單體的礦化產生乙酰輔酶A，被用作三羧酸（TCA）循環中的底物。苯乙烯單體在苯乙烯單加氧酶作用下被氧化為苯乙烯氧化物。其次，氧化苯乙烯異構酶將氧化苯乙烯異構化為苯乙醛。苯乙醛脫氫酶將苯乙醛轉化為苯乙酸。最后，在苯乙酰輔酶A 連接酶的存在下，苯乙酸轉化為苯乙酰輔酶A。苯乙酰輔酶A 經過β-氧化生成乙酰輔酶A，進入TCA循環［85］。

圖7 PS的生物降解機制Fig.7 Biodegradation mechanism of PS

4 結語

MPs 污染已成為與氣候變化、臭氧耗竭等并列的全球重大環境問題。MPs通過多種途徑進入土壤環境中，造成農作物減產、重金屬累積等問題。在水體中，MPs在生物體內呈現富集狀態，對水生動物造成傷害，甚至通過食物鏈進入人體。本文對土壤、水體及大氣中的MPs 污染來源、遷移擴散、危害進行了總結，同時對于生物與非生物降解的類型進行了簡單的介紹，最后對于微生物及酶降解不同類型塑料的降解機制進行概述。雖然土壤、水體、大氣中的MPs的分離或治理都具有極高的難度，但是近年來隨著不同宏基因組學方法（微生物群落分析、功能宏基因組學、靶向基因測序和全宏基因組測序）的不斷改進以及微生物降解效果的表征手法的更新，對于挖掘微生物群落中未發現的塑料降解酶起到舉足輕重的作用，是解決這一方法的有力工具。因此，在未來的MPs污染研究工作中，以下幾個方面應受到更多的關注：（1）多菌株聯合降解塑料，已證明其比單個菌株的降解效果更好，探究多個菌株之間的協同作用是如何運行，可更好地解釋菌株聯合體的作用。（2）MPs 生物降解已經受到了廣泛的關注，目前生物降解大多是在實驗室中論證，可將已證明具有生物降解能力的菌株或生物體投入到土壤或水體中驗證可否為緩解MPs污染發揮實際作用。（3）塑料降解能力的部分表征如質量損失等方式已被指出不具備充足的說服力，可進一步提出更加有效的測試方式。（4）隨著生物可降解塑料快速發展，生物可降解塑料的出現是否為一種更好的選擇，有研究表明生物可降解塑料可能會產生更多MPs/NPs 污染，可進一步地研究傳統塑料與生物可降解塑料后續對于環境的影響。（5）塑料降解酶種類繁多，全基因組測序方法是一種作為潛在塑料降解酶的有力工具，可繼續開發利用其研究酶對于各類型塑料的作用機理。