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Instituto de Evaluación Ambiental e Investigación del Agua del Consejo Superior de Investigaciones Científicas (IDAEA-CSIC), Jordi Girona 18-26, 08034 Barcelona, España
S E G U I D A D E S D E L O S C O N T R A T A D O
R E S
G R Á F I C O A B S T R A C T O
Historia del artículo:
Recibido el 26 de abril de 2021
Recibido en forma revisada el 5 de agosto de 2021
Aceptado el 5 de agosto de 2021
Disponible en línea el 8 de agosto de 2021
Editor: Anastasia Paschalidou
La contaminación ambiental por microplásticos (MPs) en el aire es un asunto de creciente preocupación debido a las
implicaciones para la salud humana. Los MPs en el aire pueden ser inhalados directa y continuamente en los ambientes aéreos.
En el aire interior pueden encontrarse contribuciones especialmente elevadas de MP debido a la erosión y rotura de productos
de consumo, domésticos y de la construcción, aunque se dispone de poca información sobre sus fuentes y concentraciones y
sobre los riesgos que podrían plantear. Esto se debe, en parte, a que el muestreo y el análisis de los MP en el aire es un
procedimiento complejo y de varios pasos en el que las técnicas utilizadas aún no están estandarizadas. En este estudio,
ofrecemos una visión general sobre la presencia de MP en el aire interior, los posibles impactos en la salud, los métodos
disponibles para su muestreo y detección y las implicaciones del uso de mascarillas durante la pandemia de COVID-19.
Palabras clave:
Materia particulada
Contaminación del aire
Aire interior
Riesgo para la salud
Máscaras faciales
2021 Los autores. Publicado por Elsevier B.V. Este es un artículo de acceso abierto bajo la licencia CC BY-NC-ND (http://
creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
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A. Torres-Agullo, A. Karanasiou, T. Moreno et al. Ciencia del Medio Ambiente Total 800 (2021) 149555
2
• Hemos realizado una revisión sobre la presencia
de microplásticos en el aire.
• En el aire interior se pueden encontrar altas
contribuciones de MPs.
• No existen métodos estandarizados para el
muestreo y el análisis de los MP en el aire.
• Se debe prestar atención a la inhalación de MPs
debido al uso de mascarillas.
a r t í c u l o s e n f o r m a c i ó n a b s t r a c t o
Contenido
1. Introducción................................................................ 2
2. Microplásticos en el aire ............................................................. 2
3. Muestreo y análisis de MP en el aire... 3 4. Impacto en la salud por inhalación de MPs . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5 5. Los
microplásticos y la pandemia de COVID-19 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6
⁎ Autor correspondiente.
Dirección de correo electrónico: angeliki.karanasiou@idaea.csic.es (A. Karanasiou).
https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.149555
0048-9697/© 2021 Los autores. Publicado por Elsevier B.V. Este es un artículo de acceso abierto bajo la licencia CC BY-NC-ND (http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).
6. Conclusiones y recomendaciones para futuras investigaciones. 7 Declaración de intereses concurrentes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
Agradecimientos... 7 Referencias . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
1. Introducción
Los plásticos son polímeros sintéticos que suelen prepararse mediante la
polimerización de monómeros derivados del petróleo o del gas con la adición
de diferentes aditivos químicos (Thompson et al., 2009). Son uno de los
materiales más universalmente utilizados y polivalentes en la economía
mundial (Plastics Europe, 2020) debido a sus extraordinarias propiedades,
como la versatilidad, la ligereza, la resistencia, la durabilidad, la resistencia a la
corrosión y el alto aislamiento térmico y eléctrico (Halden, 2010; Thompson et
al., 2009). En consecuencia, la producción de plásticos ha aumentado en todo
el mundo, pasando de 1,7 a 360 millones de toneladas anuales en los últimos 70
años (Fig. 1), lo que ha ampliado su uso en un sinfín de productos de consumo
y de construcción, sobre todo en los ámbitos de los envases, la construcción y
la automoción. Los polímeros más utilizados son el polipropileno (19,4%), el
polietileno (de baja (17,4%) y alta (12,4%) densidad), el cloruro de polivinilo
(10%), el poliuretano (7,9%) y el tereftalato de polietileno (7,9%) (Plastics
Europe, 2020). Estos polímeros no son biodegradables, por lo que se acumulan
en los vertederos o en el entorno natural (Barnes et al., 2009). Como
consecuencia, la contaminación por plásticos es ya un enorme problema
medioambiental que se prevé que aumente: se prevé que la producción anual de
residuos aumente a 3.400 millones de toneladas en los próximos 30 años (Kaza
et al., 2018).
Una vez liberados en el medio ambiente, los plásticos se erosionan y
erosionan, rompiéndose en fragmentos progresivamente más pequeños con el
tiempo. El término "microplástico" se acuñó por primera vez en 2004 para
describir las pequeñas partículas de plástico (de tamaño milimétrico a
submilimétrico) (Thompson et al., 2004), pero no fue hasta 2008 cuando la
Administración Nacional Oceánica y Atmosférica (NOAA) las definió como
partículas de plástico menores de 5 mm (Arthur et al., 2009). Una definición
más reciente sitúa el límite inferior del rango de tamaño en 1 μm (Hartmann et
al., 2019) mientras que otros autores han definido los microplásticos (MP) como
partículas con diámetro < 10 mm (Graham y Thompson, 2009), entre 2 y 6 mm
(Thompson, 2006), < 2 mm o < 1 mm (Browne et al,
2008; Claessens et al., 2011). Hoy en día, todavía no existe una definición
universalmente aceptada del rango de tamaño de partículas relevante.
Los microplásticos son heterogéneos en términos de composición química,
diámetro, forma, densidad específica y color (Amato-Lourenço et al., 2020).
Incluyen fibras 1-D (una dimensión mayor), fragmentos 2-D (partículas planas)
y esférulas 3-D (Dris et al., 2015), y pueden ser de origen primario o secundario.
Las MP primarias se producen a propósito y entran en el medio ambiente en
forma de partículas/polvo (normalmente de menos de 0,5 mm) que se utilizan,
por ejemplo, como abrasivos en productos cosméticos o como "estropajos"
utilizados para limpiar superficies (Bergmann et al., 2015; GESAMP, 2015).
En cambio, las MP secundarias se originan a partir de la fragmentación de
residuos plásticos de mayor tamaño presentes en el medio ambiente (PNUMA,
2015). El proceso más común de generación de MP secundarios es la
meteorización, que suele producirse cuando el plástico se expone a la radiación
UV solar (GESAMP, 2015), que cataliza la degradación oxidativa de los
polímeros (reacción de oxidación mediada por radicales libres) (Andrady et al.,
1996; Celina, 2013). Durante esta degradación, el plástico normalmente se
decolora, pierde la integridad mecánica, se debilita y desarrolla grietas en la
superficie (Cooper y Corcoran, 2010; GESAMP, 2015; Pegram y Andrady,
1989). Además de la radiación UV, existen otros mecanismos (por ejemplo, la
tensión mecánica del viento y las olas, el calor, la hidrólisis y los procesos
enzimáticos de los microorganismos) que contribuyen a la degradación y
fragmentación del plástico (Andrady, 2011; GESAMP, 2015).
Los microplásticos se extienden globalmente por el medio ambiente (Rocha-
Santos y Duarte, 2015) y su impacto negativo se ve potenciado por su capacidad

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de adsorber contaminantes orgánicos y metales pesados (Wang et al., 2021),
ambos considerados vectores contaminantes prioritarios en el Convenio de
Estocolmo y Basilea (Gallo et al., 2018). Se ha demostrado que son capaces de
disminuir la fotosíntesis y el crecimiento de las microalgas (Sjollema et al.,
2016), de liberar aditivos plásticos nocivos (Hermabessiere et al., 2017; Verla
et al., 2019) y de inducir el crecimiento y el transporte de bacterias patógenas
(GESAMP, 2015). Además, se transfieren y bioacumulan fácilmente a través
de la cadena alimentaria y, por tanto, se transfieren a los seres humanos (Chen
et al., 2020a). La contaminación por microplásticos en los medios acuáticos, en
particular, ha atraído a la comunidad científica, y la mayoría de las
investigaciones realizadas hasta la fecha se han centrado en la MP en las aguas
superficiales, las costas, las aguas continentales, incluidos lugares remotos
como las regiones polares (González-Pleiter et al., 2020) o las profundidades
marinas (Zhang D. et al., 2020), así como en los suelos y los sedimentos a escala
mundial (Boucher y Friot, 2017; Claessens et al., 2011; Efimova et al., 2018;
GESAMP, 2015). Durante la última década, se ha prestado cada vez más
atención a otros compartimentos ambientales, como el aire (Dris et al., 2016;
Evangeliou et al., 2020; Zhang Q. et al., Q. 2020). Sin embargo, el análisis de
MPs en el aire está en sus inicios. El muestreo y el análisis de MPs en el aire es
un procedimiento complejo y de múltiples pasos en el que las técnicas utilizadas
difieren significativamente entre los estudios. Por lo tanto, las propiedades
fisicoquímicas de las MP en el aire no están bien caracterizadas y, en
consecuencia, los efectos sobre la salud de las MP inhaladas son poco
conocidos. Con este estudio, pretendemos ofrecer una visión general de la
presencia de MPs tanto en el aire exterior como en el interior, sus potenciales
impactos sobre la salud y los métodos disponibles para su muestreo y detección.
Aunque las revisiones publicadas anteriormente (por ejemplo, Chen et al.,
2020a, 2020b y Zhang et al., Y. 2020) discuten la mayoría de las cuestiones
mencionadas, en este trabajo hacemos hincapié adicionalmente en las
implicaciones del uso de grandes productos de plástico y máscaras faciales
durante la pandemia de COVID-19. Por último, sugerimos formas de estudiar
el riesgo debido a la inhalación de MPs liberados por las mascarillas. Se realizó
una búsqueda bibliográfica en la base de datos en línea Scopus sin restricción
de año utilizando las siguientes palabras clave: microplásticos y nanoplásticos,
en combinación con los términos: airborne, particulate matter, aerosols, indoor
air, outdoor air, COVID-19, face masks, inhalation risk. También se consultaron
y estudiaron revisiones e informes publicados anteriormente. Se excluyeron las
ponencias de conferencias y los artículos escritos en un idioma distinto del
inglés. También se excluyeron los estudios de modelización centrados en el
transporte atmosférico de microplásticos y los estudios en los que se discutían
los métodos de eliminación del medio ambiente. Los estudios analizados en el
presente trabajo se identificaron primero a partir del título del estudio, luego del
resumen y por último del artículo completo. Se consideró un total de 73
artículos (Fig. 2).
2. Microplásticos en el aire
El interés por la presencia de MPs en el aire va en aumento debido a que las
partículas suspendidas en el aire pueden ser inhaladas directa y continuamente
por el cuerpo humano (Prata, 2018). La distribución y el comportamiento de las
MP en suspensión en la atmósfera es como el de otros contaminantes
atmosféricos: su concentración, transporte, dispersión y eliminación dependen
de las fuentes de emisión, las condiciones meteorológicas y el transporte a larga
distancia, entre otros factores. Estudios recientes han demostrado la presencia
de MPs tanto en el aire exterior como en el interior (Tabla 1). Las
concentraciones de MPs en el aire exterior varían en gran medida en función
del lugar de muestreo (urbano, industrial, remoto); además, la heterogeneidad
de las formas de expresar los resultados dificulta las comparaciones (Tabla 1).
Se observaron niveles más altos de MP en los sitios urbanos que los encontrados
en las zonas rurales. Dris et al. (2016) compararon los niveles de MP en la lluvia
atmosférica en un sitio urbano y
Fig. 1. Crecimiento de la producción de plásticos desde 1950 hasta 2018 (datos adaptados de
Plastics Europe, Association of Plastic Manufacturers: Bruselas).
en un emplazamiento suburbano de la zona metropolitana de París (Francia). El
emplazamiento suburbano mostró sistemáticamente menos MP que el urbano.
El flujo atmosférico medio de fibras totales fue de 110 y 53 partículas/m2 /día
en el emplazamiento urbano y suburbano, respectivamente. Esta diferencia se
atribuyó a la intensificación de las actividades antropogénicas y a la mayor
densidad de población en el sitio urbano (Dris et al., 2016). Del mismo modo,
Liao et al. (2021) encontraron una mayor abundancia de MPs en el aire en una
estación de tránsito urbana (287 ± 72 MPs/m3 ), que en las tierras de cultivo
rurales (137 ± 57 MPs/m3 ), los humedales (97 ± 33 MPs/m3 ) y la montaña (70
± 18 MPs/m3 ). Sin embargo, Klein y Fischer (2019) informaron de resultados
contradictorios al comparar las concentraciones de MPs en la deposición
atmosférica en 3 sitios urbanos y 3 sitios rurales/forestales. La concentración
media de MPs fue de 137 y 396 partículas/m2 /día para los sitios urbanos y
rurales respectivamente. La principal explicación de la mayor concentración de
MPs en los sitios rurales/forestales es el efecto de peinado, la capacidad de las
plantas para filtrar partículas de la deposición atmosférica seca. En un evento
de precipitación durante el período de muestreo, las partículas se desprendieron
de las hojas y se añadieron al número de partículas en los muestreadores a granel
(Klein y Fischer, 2019). El estudio de la morfología de las MP podría ayudar a
inferir su origen: las fibras están relacionadas con la producción de ropa o
tapicería, mientras que los fragmentos podrían proceder de la degradación de
plásticos (Liu et al., 2019). El tamaño y el diámetro también son parámetros de
caracterización críticos debido a su influencia en la interacción de las MPs con
el medio: el diámetro tiene una alta influencia en la persistencia y la toxicidad
(Gasperi et al., 2018). Además, los estudios que informan sobre la composición
química (Liu et al., 2019; Gaston et al., 2020; Wright et al., 2020) muestran que
el tereftalato de polietileno (PET) y el polietileno (PE) son
Los registros permanecen en la lectura aérea, duplicados,
documentos de conferencias, capítulos de libros y documentos escritos en
otras lenguas eliminadas (n =106)
Registros identificados enScopus
búsqueda en la base de datos
(n=238)
Reseñas publicadas anteriormente,
informes(n=12)
Los registros permanecieron en la lectura de
resúmenes aéreos
(n =85)
Arcos completos discutidos en el aire, excluyendo los estudios de
modelización
y estudios sobre la eliminación de los MP en el medio ambiente
(n =73)

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Fig. 2. Diagrama de flujo que muestra el proceso de identificación, cribado y selección realizado
en el presente estudio.
presente en todas las muestras exteriores. La caracterización y cuantificación de
los MP menores de 10 μm, en particular los menores de 2 μm, sería muy útil
para informar sobre las evaluaciones de riesgo humano y ambiental y alinearse
con las directrices de calidad del aire (Wright et al., 2021).
En el aire interior, los MPs están presentes en concentraciones más altas que
en el exterior (Gasperi et al., 2015), lo que genera una mayor preocupación, ya
que las personas pasan una media del 70-90% de su tiempo en el interior
(Alzona et al., 1967). En los espacios interiores, el comportamiento de los MPs
se rige por la distribución de las habitaciones, la ventilación y los flujos de aire
(Prata, 2018). Por lo tanto, las bajas tasas de renovación del aire generalmente
dan lugar a altas concentraciones de MPs en interiores. Además, el uso de
materiales sintéticos contribuye a la concentración total de MPs: los muebles,
los hábitos de limpieza tradicionales y las actividades están produciendo
permanentemente MPs (Catarino et al., 2018; Chen et al., 2020a; Wang et al.,
2019). Se considera que la principal fuente de MP en el aire interior son los
textiles sintéticos, dado que las pequeñas fibras se desprenden fácilmente de la
ropa y otros productos de fibra durante su uso, limpieza y secado (Chen et al.,
2020a; Dris et al., 2016; Dris et al., 2017; Liu et al., 2019; O'Brien et al., 2020).
Se ha informado de que otras actividades cotidianas son fuentes de MP, como
la apertura de envases de plástico (Sobhani et al., 2020) o el uso de una
impresora 3D (Zhang et al., 2017). Las concentraciones notificadas se sitúan
entre 1,6 y 12,6 MPs/m3 y es destacable cómo todos ellos utilizan técnicas de
análisis basadas en la espectroscopia infrarroja, IR (Tabla 1). PS, PE, PES, PP
y PA parecen ser los polímeros más abundantes, aunque algunos autores no
informan de los polímeros encontrados. Sin embargo, sería útil para tratar de
identificar posibles fuentes de MP en interiores.
Sin embargo, la información sobre los MP en el aire interior y exterior es
todavía muy limitada (Enyoh et al., 2019), en particular en los entornos urbanos
e industriales. En general, existe una gran variabilidad en la composición
química de las muestras y es necesario seguir investigando para armonizar los
métodos analíticos, establecer correlaciones entre los lugares de muestreo y
comparar las composiciones químicas y las concentraciones notificadas.
3. Muestreo y análisis de MP en el aire
Se están llevando a cabo estudios de seguimiento para comprender mejor la
abundancia de MP en la atmósfera y sus impactos en la salud. Sin embargo, aún
no se han validado los métodos estandarizados de muestreo y análisis
cuantitativo de los MP en la atmósfera (Chen et al., 2020b). En este contexto,
es especialmente importante considerar la metodología de muestreo. Hay dos
métodos principales utilizados para el muestreo de MPs en el aire: la deposición
atmosférica pasiva y los muestreadores activos con bomba (Dris et al., 2015;
Dris et al., 2017). El muestreo pasivo utiliza la caída de MPs por mecanismos
gravitacionales, inerciales o difusivos para estimar los niveles de MPs en el aire
(Dris et al., 2016). La precipitación se recoge a través de un embudo de vidrio
y se almacena en una botella de vidrio. Este método suele ser el preferido para
el muestreo en zonas remotas sin acceso a la electricidad o para la recogida de
muestras continuas a largo plazo. Por otro lado, los muestreadores de bombeo
activo permiten recoger rápidamente MP en el aire exterior e interior con una
alta eficiencia (Chen et al., 2020b). Este método es fácilmente reproducible
porque el caudal de entrada de la bomba puede ajustarse y la abundancia de
MPs puede expresarse como número de MPs/m3 (Chen et al., 2020b; Zhang et
al., Q. 2020). Se han utilizado diferentes filtros en muestreadores de aire activos
como sustratos de recogida de MPs: filtros de cuarzo, celulosa, filtros de fibra
de vidrio, alúmina y membranas de plata. Wright et al. (2019) descubrieron que
las MP inhalables no son detectables visiblemente contra el cuarzo ni
espectroscópicamente contra los filtros de politetrafluoroetileno (PTFE) y de
alúmina, pero, teniendo en cuenta las imágenes espectrales Raman, las mayores
intensidades para las MP se observaron contra el filtro de membrana de plata.
Se proponen varias metodologías para el pretratamiento de las muestras,
pero, una vez más, no hay ninguna estandarización disponible en la actualidad.
Las primeras investigaciones identificaron los microplásticos mediante técnicas
visuales, pero esto sólo era posible para los fragmentos grandes. La preparación
de las muestras se ha hecho necesaria para analizar los MP de <500 μm
básicamente porque la materia orgánica puede interferir en el análisis
aumentando el ruido de fondo (Zhang Y.

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et al., 2020). Para eliminar la materia orgánica, las muestras se tratan
normalmente con una solución de peróxido de hidrógeno al 30% o con
hipoclorito de sodio (Chen et al., 2020b; Klein et al., 2019), aunque
investigaciones recientes han identificado el reactivo de Fenton (mezcla de
peróxido de hidrógeno e iones ferrosos) como más eficiente para digerir la
materia orgánica (Prata et al., 2019). En este paso, es crítico evitar cambios
artificiales en la composición de la muestra. Se ha demostrado que la mayoría
de los polímeros resisten la degradación asociada al peróxido de hidrógeno,
pero se sabe poco sobre la influencia de los tratamientos químicos en los
plásticos envejecidos (Xu et al., 2019a). Tras eliminar la materia orgánica, los
MP deben separarse de otras partículas atmosféricas. El método más utilizado
es la separación por densidad (Chen et al., 2020b). Hasta la fecha, las soluciones
de cloruro de zinc con una densidad de 1,6 - 1,7 g/cm3 se consideran el método
más eficaz para separar múltiples partículas de microplásticos (Chen et al. ,
2020b; Dris et al., 2017).
La identificación de las partículas microplásticas se realiza mediante un
estereomicroscopio y diferentes métodos analíticos. En primer lugar, es habitual
realizar un análisis morfológico (abundancia, tamaño, forma y color) mediante
observación visual. Los microscopios (por ejemplo, los estereomicroscopios)
controlados por potentes programas de software para el análisis de imágenes
permiten contar rápidamente un gran número de MP, aunque los resultados
pueden verse afectados por el sesgo humano, la calidad de la microscopía, la
matriz de la muestra y las limitaciones de tamaño de las MP. La microscopía
electrónica de barrido (SEM) también se utiliza habitualmente en la
identificación de MPs (Fries et al., 2013). Un haz de electrones de alta
intensidad escanea la superficie mediante la interacción entre el haz de
electrones y la muestra. Como resultado, se obtienen imágenes de alta
resolución (<0,5 nm de resolución) de la superficie (Rocha-Santos y Duarte,
2015). Además, esto puede combinarse con la espectroscopia de rayos X de
energía dispersiva (SEM-EDS) que proporciona información sobre la
composición elemental (Fries et al., 2013). Sin embargo, es un método que
requiere mucho tiempo, por lo que no es adecuado para analizar un gran número
de MP en una muestra (Chen et al., 2020b).
Como segundo paso, se necesita un análisis instrumental preciso para la
identificación posterior de la composición polimérica de los MP, especialmente
para los tamaños <500 μm (Chen et al., 2020b; Verla et al., 2019; Zhang et al.,
Y. 2020). Hasta ahora, los procedimientos más comunes son los métodos
basados en la espectroscopia, como la espectroscopia infrarroja por
transformada de Fourier (FTIR), la espectroscopia Raman (Elert et al., 2017) o
la cromatografía de gases-espectrometría de masas por pirólisis (Pyr-GC/MS)
(Zhang Y. et al., 2020). El FTIR es la técnica más utilizada en la identificación
de la composición polimérica de los MP (Chen et al., 2020b). El FTIR
determina la composición (estructura molecular) a través del examen utilizando
un rango de longitudes de onda IR de 400-4000/cm. Una parte de las longitudes
de onda es absorbida por la partícula analizada. Esta absorción se transforma
mediante la función de transformada de Fourier, creando un espectro (Zhang et
al., Y. 2020). Comparando el espectro objetivo con los de materiales conocidos
en bibliotecas, se puede identificar directamente el tipo de polímero que
compone los MP (Wang y Wang, 2018). Hay tres modos de funcionamiento
diferentes para el análisis de MPs en FTIR: transmisión, reflexión y reflectancia
total atenuada (ATR). La transmisión y la ATR son los modos más populares
para el análisis de MPs (Xu et al., 2019a). En el modo de transmisión, la luz
pasa a través de la muestra y se recoge después. Por lo tanto, el filtro para los
MPs analizados requiere transparencia y no se puede utilizar para materiales de
alta absorción con color porque no se transmite luz al detector. En el modo de
reflexión, el haz incidente vuelve a atravesar la muestra por reflexión en un
sustrato reflectante IR. El principal problema de este modo es que la señal
reflejada suele estar perturbada por errores de reflexión causados por la
dispersión de la luz y depende de la morfología de la partícula MP. Por último,
en el ATR la muestra se pone en contacto óptico con un material de alto índice
de refracción (cristal ATR) y la superficie se irradia con una onda evanescente.
Este cristal ATR puede degradarse con el tiempo con el rayado y agrietamiento
de la superficie (Xu et al., 2019a). Las técnicas FTIR tienen varias ventajas,
como la no destructividad, el bajo requerimiento de cantidad de muestra, la
posibilidad de un cribado de alto rendimiento y el respeto al medio ambiente
(Araujo et al., 2018). Además, FTIR puede combinarse con un microscopio
confocal (μFTIR) y un detector de teluro de mercurio y cadmio (MCT) para
reducir el tamaño práctico de las partículas hasta el límite de difracción (~10
μm, ya que toda la longitud de onda debe atravesar el material) (Zhang Y. et al.,
2020). También existe la posibilidad de acoplar imágenes químicas, lo que
permite recoger simultáneamente información espacial y espectral. (Esto es
especialmente interesante porque la determinación de MPs es un análisis
cuatridimensional (composición química, tamaño, forma y abundancia de cada
partícula de polímero) (Xu et al., 2019a). Sin embargo, también hay que tener
en cuenta algunas limitaciones (por ejemplo, instrumentos caros, que consumen
mucho tiempo, necesidad de operadores bien entrenados) (Chen et al., 2020b;
RochaSantos y Duarte, 2015).
La espectroscopia Raman requiere solo pequeñas cantidades de muestra
para producir resultados altamente fiables (Araujo et al., 2018). Un láser con
una sola longitud de onda se dirige a una muestra objetivo, se producen
diferentes tipos de excitación y se detectan debido a la reflexión, la dispersión
y la absorción por parte de una muestra (Chen et al., 2020a, 2020b). Las huellas
digitales de las estructuras químicas obtenidas permiten identificar los
componentes presentes en la muestra (Käppler et al., 2018). La combinación de
Raman con un equipo de obtención de imágenes espectrales ofrece la
posibilidad de detectar MP hasta 1 μm, una resolución que no se puede alcanzar
con otros métodos (Chen et al., 2020b; Lenz et al., 2015). Sin embargo, las
longitudes de onda utilizadas para el Raman provocan la fluorescencia de las
partículas, por lo que normalmente hay una alta fluorescencia de fondo (Zhang
et al., Y. 2020). La eliminación de la materia orgánica debe ser casi perfecta
para evitar estas interferencias (Chen et al., 2020b). Además, es relativamente
nueva la investigación de MPs por lo que las bibliotecas de polímeros no están
todavía bien desarrolladas y la presencia de aditivos afecta fácilmente a la
precisión de los resultados espectrales (Zhang et al., Y. 2020).
Por último, la técnica Pyr-GC/MS no se ha llevado a cabo en muestras
atmosféricas, pero se utiliza ampliamente en estudios de MP en otros entornos
(Fries et al., 2013). En esta técnica se puede identificar la composición química
de las MPs analizando sus productos monoméricos térmicos y comparando los
resultados con una base de datos del programa (Chen et al., 2020b; Fries et al.,
2013). Se trata de un método bastante sencillo, ya que cada análisis
cromatográfico dura unos 30 minutos y pueden detectarse varios polímeros en
una sola ejecución. Aunque los resultados no se ven afectados por los aditivos
que contienen los MP, tiene algunas limitaciones: analizar solo una parte del
filtro debido a la capacidad relativamente pequeña del soporte para colocarlo y
ser un método destructivo (Käppler et al., 2018).
4. Impacto en la salud por inhalación de MPs
Aunque la presencia de MPs en el aire es un hecho, los riesgos para la salud
humana debidos a su inhalación siguen sin estar claros (Wright et al., 2020).
Quedan muchas preguntas sin responder en este campo, como por ejemplo
cómo las MP inhaladas de forma natural podrían contribuir a la patogénesis de
diferentes enfermedades pulmonares, si las MP inhaladas pueden translocarse a
la sangre, si los resultados nocivos para la salud pueden estar relacionados con
la desorción de contaminantes en el sistema respiratorio (Amato-Lourenço et
al., 2020), si las partículas de MP pueden producir daños físicos en los tejidos
o hasta qué punto las MP actúan como portadoras de contaminantes orgánicos
o patógenos (Fig. 3). En 1998 se reveló que el 97% de las muestras de pulmón
maligno contenían microfibras (Pauly et al., 1998). Después de ser inhaladas,
se produce la deposición de MPs, esto depende en gran medida del diámetro
equivalente aerodinámico de la partícula (influenciado por la densidad y el
diámetro de la partícula) (Gasperi et al., 2018; Prata, 2018). Mecanismos físicos
como la sedimentación, la impactación, la interceptación o la difusión están
implicados en la deposición de MP en los bronquiolos terminales, los conductos
alveolares y los alvéolos (Amato-Lourenço et al., 2020; Prata, 2018). No
obstante, el cuerpo humano dispone de métodos mecánicos de defensa para
evitar la deposición de MPs como el estornudo, la escalada mucociliar, la
fagocitosis por macrófagos o el transporte linfático para evitar la biopersistencia

7
de MPs (Bank y Hansson, 2019; Gasperi et al., 2018). Sin embargo, -estos
mecanismos de eliminación no pueden excluir la aparición de lesiones
inflamatorias (Pauly et al., 1998) causadas por mecanismos interconectados:
sobrecarga de polvo, estrés oxidativo, citotoxicidad y traslocación (Prata,
2018). La sobrecarga de polvo explica los efectos de la acumulación de
partículas inertes en el sistema respiratorio. En este caso, el aclaramiento se
evita al perder la movilidad de los macrófagos alveolares debido a la elevada
acumulación de partículas o a la alta
partículas superficiales que inducen gradientes quimiotácticos elevados que
impiden la migración de los macrófagos (Morrow, 1992; Tran et al., 2000).
El estrés oxidativo se produce cuando las MP generan especies reactivas de
oxígeno (ROS) en algunas especies (Chen et al., 2020a, 2020b). Los organismos
responden liberando citoquinas proinflamatorias y mediadores fibrogénicos
como resultado de la saturación de la respuesta protectora antioxidante
(Donaldson y Lang Tran, 2002; Prata, 2018). La inducción del estrés oxidativo
podría deberse al transporte de especies oxidantes (por ejemplo, metales
adsorbidos) o a la interacción de su elevada superficie con los sistemas
biológicos (Kelly y Fussell, 2012). Por último, las MP pueden translocarse (en
función de su hidrofilia) y llegar a la circulación, especialmente durante la
inflamación, debido al aumento de la permeabilidad de los tejidos (Browne et
al., 2008). La irritación e inflamación crónicas producidas por los mecanismos
descritos anteriormente podrían promover el cáncer. Esto se debe a que la
eliminación ineficiente de las partículas por parte de los macrófagos, el daño en
el ADN causado por el estrés oxidativo, la evasión de la detección por parte del
sistema inmunitario y la mutación genética favorecen la formación y progresión
de las células malignas (Prata, 2018).
Catarino et al. (2018) hicieron una estimación de la ingestión humana de
MPs durante las comidas nocturnas basada en la precipitación, pero aún no se
ha hecho una aproximación a la exposición humana por inhalación. Asumiendo
un nivel conservador de 1 MP/m3 y una respiración adulta de 17,40 m3 (U.S.
EPA, 2011) de aire al día, se estarían inhalando unos 6351 MPs cada año. Más
allá de los posibles (y generalmente desconocidos) efectos crónicos de la
inhalación de MP de fondo a largo plazo en bajas concentraciones, ya existen
varios estudios sobre los impactos en la salud de estar expuesto a altas
concentraciones de materiales MP. Así, se sabe que los MP transportados por
el aire provocan enfermedades de riesgo laboral en los trabajadores industriales;
por ejemplo, la inhalación de fibras sintéticas se ha relacionado con lesiones
respiratorias y bronquitis crónica (Goldberg y Thériault, 1994). El "pulmón de
los trabajadores del rebaño" es una enfermedad pulmonar intersticial
ocupacional (fibrosis pulmonar) causada por la inhalación de fibras de rebaño
que normalmente comprenden poliamida (nailon) de corte rotativo, aunque
también pueden estar presentes otras partículas microplásticas como el
polipropileno y el polietileno (Kern et al., 1998). Asimismo, la exposición
industrial al cloruro de polivinilo puede aumentar la enfermedad pulmonar
restrictiva (por ejemplo, la neumoconiosis) (Studnicka et al., 1995). Se sabe que
la inhalación excesiva de partículas fibrosas presenta un mayor riesgo
carcinogénico debido a posibles impactos químicos, mecánicos (irritación),
inmunológicos (respuesta autoinmune) y genotóxicos (mutaciones
genogénicas) (Prata et al., 2018; Siegel et al., 2020), siguiendo los estudios
clásicos sobre los silicatos asbestiformes (crisolita, amosita, crocidolita,
tremolita, actinolita y antofilita) utilizados en su día como materiales de
construcción y de riesgo de incendio (Nielsen et al., 2014; Furuya et al., 2018).
Las fibras microplásticas carecen de la compleja química inorgánica de los
silicatos asbestiformes, pero comparten la forma fibrosa implicada en la
fagocitosis frustrada y la generación de especies reactivas de oxígeno
perjudiciales dentro del tejido pulmonar (Riediker et al., 2019). Las personas en
un entorno normal no adquieren estas enfermedades profesionales, pero el
principio de precaución aconseja que esto no exime a la inhalación crónica de
MP fibrosos en el aire de ningún riesgo para la salud (Chen et al., 2020a).
El tamaño, la densidad, la hidrofobicidad y la carga superficial de las
partículas pueden influir en la deposición y la absorción de MP a través del
sistema respiratorio. Las partículas más pequeñas y ligeras llegarían más
profundamente a los pulmones (Rist et al., 2018), siendo la translocación a otros
órganos y el atravesar las membranas celulares probablemente muy eficientes
con las partículas de plástico de tamaño nanométrico (Zarus et al., 2021). Un
estudio reciente descubrió que la inhalación repetida de nano partículas de
poliestireno (100 nm de diámetro) provocaba alteraciones en varios puntos
finales relacionados con marcadores fisiológicos, bioquímicos séricos,
hematológicos y de función respiratoria (Lim et al., 2021). Schirinzi et al.
(2017) han estudiado la citotoxicidad de los nanomateriales y MP de uso común
en células humanas cerebrales y epiteliales. Encontraron que las partículas de
poliestireno causaban un mayor estrés oxidativo que las de polietileno y lo
atribuyeron al menor tamaño del poliestireno en comparación con las partículas
de polietileno. Wang et al. (2020) observaron un aumento de las tasas de
captación de partículas de poliestireno por parte de las células Caco-2 de cáncer
de colon al disminuir el tamaño de las partículas. Las tasas de captación de los
nanoplásticos fueron del 73% y del 71% para las partículas de poliestereno de
300 nm y 500 nm respectivamente. Se observaron tasas de captación más bajas
para los microplásticos, iguales al 49%, 43% y 30% para partículas de
poliestireno de 1 μm, 3 μm y 6 μm de tamaño, respectivamente. Del mismo
modo, Xu et al. (2019b) evaluaron los efectos de las nanopartículas de
Fig. 3. Implicaciones de la inhalación de MPs y posibles consecuencias en el sistema respiratorio humano. (PCB: bifenilos policlorados, HAP: hidrocarburos aromáticos policíclicos).

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poliestireno de dos tamaños diferentes: 25 nm y 70 nm de diámetro en el epitelio
alveolar humano
línea celular A549, incluyendo la internalización, la viabilidad celular, el ciclo
celular, la apoptosis y la transcripción de genes y la expresión de proteínas
asociadas. Sus resultados mostraron que el poliestireno de 25 nm se
internalizaba más rápida y eficazmente en el citoplasma que las partículas de
poliestireno de 70 nm.
5. Los microplásticos y la pandemia de COVID-19
Recientemente han surgido varias propuestas para disminuir la cantidad de
MP que se vierten al medio ambiente: la reducción, reutilización y reciclaje de
plásticos, el uso de materiales alternativos (plástico biodegradable, bioplásticos)
o la mejora de legislaciones como el reglamento europeo "Estrategia para los
plásticos en la economía circular" que pretenden restringir el uso de plásticos
(Comisión Europea, 2018; Kaza et al., 2018).
Sin embargo, la enfermedad respiratoria COVID-19 ha pospuesto las
acciones de remediación y las prohibiciones del plástico. En diciembre de 2019,
un nuevo tipo de coronavirus (SARS-CoV-2) provocó una crisis sanitaria,
política, económica y medioambiental mundial. Se han adoptado varias
medidas en todo el mundo para contener el virus: cierres patronales,
restricciones a los viajes, distanciamiento social o uso de equipos de protección
personal (EPP) son algunas de las medidas preventivas más eficaces. En este
contexto, la demanda de plásticos de un solo uso (SUP) ha aumentado debido a
la alta contagiosidad del COVID-19. Como resultado, muchos gobiernos han
retrasado la prohibición de los SUP y han animado a la población a utilizarlos
para evitar la contaminación cruzada (Patrício Silva et al., 2020). En muchos
países los EPP (incluyendo máscaras faciales y guantes) son obligatorios para
todos los ciudadanos tanto en el interior como en el exterior, por lo que hay un
impulso en la producción (por ejemplo, China produjo 200 millones de
máscaras faciales al día (junio de 2020) que es veinte veces la cantidad que
hicieron a principios de febrero de 2020 (Aragaw, 2020).
El uso indiscriminado de mascarillas en todo el mundo conlleva un consumo
mensual de 129.000 millones de mascarillas aproximadamente (Prata et al.,
2020b), considerando 7.800 millones de habitantes (Worldometers.info, 2021).
Se utilizan diferentes tipos de mascarillas: quirúrgicas, KN95, FFP2, FFP3, de
algodón, de moda o de carbón activado son algunas de las más populares. Sin
embargo, las máscaras quirúrgicas son las más utilizadas. Estas máscaras deben
llevarse durante unas horas (por ejemplo, 4 h) y desecharse adecuadamente. Por
lo general, los residuos de las mascarillas se desechan sin medidas de
precaución, lo que significa que grandes cantidades de plástico contaminado
acaban en el medio ambiente y en las calles. Si consideramos un desecho
incorrecto de sólo el 1%, se están introduciendo en el medio ambiente unos 10
millones de mascarillas al mes, lo que supone cerca de 30-40.000 kg de plástico
(Fadare y Okoffo, 2020; Silva et al., 2020). En consecuencia, se producirían
grandes cantidades de MP que permanecerían en el medio ambiente
indefinidamente. Abbasi et al. (2020) informaron de picos de MP procedentes
de los principales componentes de las máscaras (polipropileno, polietileno) en
los ecosistemas marinos, lo que sugiere una elevada acumulación en poco
tiempo. Por tanto, se espera que la fracción de MP procedente de las máscaras
aumente en los próximos años.
Además del impacto medioambiental de las mascarillas, sería interesante
evaluar su impacto en la salud humana. La reutilización de las mascarillas o su
uso prolongado puede generar micro/nanoplásticos (Aragaw, 2020; Fadare y
Okoffo, 2020). Las máscaras se colocan sobre la boca y la nariz, lo que crea una
atmósfera perfecta para inhalar los MP generados. Un estudio reciente realizado
por Li et al. (2021) demostró que los riesgos de inhalación de MP de fibra
aumentaban con el uso inadecuado de las mascarillas, aunque todas las
mascarillas reducen los riesgos de inhalación de partículas de MP (excepto
cuando se utilizan pretratamientos de desinfección). Este estudio señala que el
uso de mascarillas de mala calidad puede suponer un mayor riesgo de
inhalación de MPs en comparación con las de buena calidad. Otro estudio
reciente (Fernández-Arribas et al., 2021) examinó el contenido de ésteres
organofosforados en diferentes tipos de mascarillas utilizadas para la
prevención del COVID19. Los ésteres organofosforados se utilizan
ampliamente como plastificantes y retardantes de llama. Los niveles más altos
de ésteres organofosforados se encontraron en las mascarillas KN95 (valor
medio de 11,6 μg/máscara), mientras que los valores más bajos fueron los de
las mascarillas quirúrgicas (valor medio de 237 ng/máscara).
Los experimentos de simulación de respiración con máscaras son útiles para
estimar las emisiones de MPs de las máscaras, pero podría haber otras formas
de obtener información. Por ejemplo, los lavados nasales podrían utilizarse
como herramienta para controlar la exposición humana a los MP. La nariz es la
primera región del tracto respiratorio que está en contacto con los contaminantes
del aire (Koren et al., 1990). Algunos estudios han demostrado que la mayor
parte de las partículas se depositan en el tercio anterior de la cavidad nasal, pero
la deposición dependería del tamaño y la densidad de las partículas (Stuart,
1984). Esta deposición se debe principalmente a la estructura nasal y al moco
generado por las células calceiformes: generan una turbulencia en el flujo de
aire, por lo que los contaminantes transportados por el aire quedan atrapados.
Si las partículas atrapadas son irritantes para las vías respiratorias, nuestro
cuerpo respondería a ellas rápidamente (Koren et al., 1990).
El lavado nasal es una técnica sencilla que permite medir la respuesta de
irritación a las partículas depositadas en la superficie de la mucosa.
Normalmente, tras el lavado se miden biomarcadores médicos como la
afluencia de células inflamatorias, mediadores eicosanoides, liberación de
neuropéptidos o productos glandulares nasales (Peden, 1996). Los trabajos
anteriores informan de resultados satisfactorios al utilizar los lavados nasales
en diferentes ámbitos: medición del efecto de los alérgenos (Kaliner y
Lemanske, 1992), herramientas para controlar la calidad del aire (Norbäck et
al., 2000) o evaluación de las inflamaciones producidas por el ozono o los
compuestos orgánicos volátiles (COV) (Laumbach et al., 2005). Sólo un estudio
reciente (Velázquez-Gómez y Lacorte, 2019) utilizó los lavados nasales para
controlar y evaluar la inhalación directa de contaminantes orgánicos. Sus
resultados mostraron que los lavados nasales pueden utilizarse para evaluar la
exposición a contaminantes que están ampliamente distribuidos en ambientes
interiores y exteriores. En el contexto de COVID-19, los MP procedentes de las
mascarillas pueden acumularse en la cavidad nasal, por lo que los lavados
nasales permitirían una evaluación directa de la exposición humana a esta y
otras fuentes de microplásticos.
Aunque la inhalación de MPs es un problema menor en comparación con el
COVID19, sería interesante realizar más investigaciones en este ámbito para
comprender plenamente la información actual.
6. Conclusiones y recomendaciones para futuras investigaciones
Los microplásticos transportados por el aire están atrayendo la atención de
los científicos. Últimamente, varios estudios han informado de diferentes
concentraciones de MP en el aire interior y exterior. Los microplásticos
transportados por el aire exterior y, sobre todo, por el aire interior, representan
una vía relativamente descuidada, pero significativa, de exposición a los
plásticos en el ser humano, por lo que deberían realizarse más estudios para
comprender sus implicaciones para la salud humana. Existe una necesidad
urgente de estandarizar los métodos de muestreo y análisis de los MP en el aire,
ya que esto ayudaría a comparar los resultados de diferentes escenarios y a tener
un conocimiento global del estado actual de los MP en el aire. Además, se
obtendrían datos de mejor calidad. En el contexto de COVID-19, se debe prestar
especial atención al aumento de los residuos plásticos a nivel mundial y a la
inhalación de MPs debido al uso de mascarillas. Las mascarillas se han
convertido en algo indispensable en la sociedad, por lo que la investigación
futura debería investigar los riesgos para la salud relacionados con la inhalación
de MPs a corto y largo plazo.

9
Declaración de intereses competitivos
Los autores declaran que no tienen intereses financieros en competencia ni
relaciones personales que pudieran haber influido en el trabajo presentado en
este artículo.
Agradecimientos
A.Karanasiou, agradece la financiación de la Beca Ramón y Cajal (RYC-
2014-16885) otorgada por el Ministerio de Ciencia, Innovación y Universidades
de España cofinanciada por el Fondo Social Europeo. Este trabajo ha sido
apoyado por el Ministerio de Ciencia e Innovación (Excelencia Severo Ochoa,
Proyecto CEX2018-000794-S) dentro del proyecto MOMIA y el proyecto
PID2019-105732GB-C21 del Ministerio de Ciencia, Innovación y
Universidades.
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