糜自棟，孫韶華，宋武昌，劉建廣，賈瑞寶

（1.山東建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院，山東濟南 250101；2.山東省城市供排水水質(zhì)監(jiān)測中心，山東濟南 250101）

MPs 粒徑較小，易被水體中的無脊椎動物、魚類和哺乳動物等生物群攝取。許多研究表明攝取MPs 會對生物體免疫系統(tǒng)、神經(jīng)系統(tǒng)產(chǎn)生損傷，干擾生物內(nèi)分泌、影響生物繁殖、增加魚類腸道致病菌，導(dǎo)致氧化應(yīng)激反應(yīng)產(chǎn)生。此外，部分微塑料最終通過食物鏈進入人體，危害人類健康〔7?8〕。目前關(guān)于MPs 的研究主要集中在海洋環(huán)境，對淡水環(huán)境中MPs 的研究內(nèi)容相對較少，而淡水水體是人類飲用水的主要來源，因此MPs 對淡水環(huán)境的影響值得引起人們的廣泛關(guān)注。

1 MPs 的來源與分類

水中的MPs 主要來源于人類日常生活和生產(chǎn)活動產(chǎn)生的塑料垃圾，污水廠排放、航運、漁業(yè)和水上作業(yè)產(chǎn)生的塑料垃圾，以及空氣中含有的微塑料通過大氣沉降進入水體。研究表明，在工業(yè)和農(nóng)業(yè)發(fā)達的人口稠密地區(qū)，水環(huán)境中的MPs 豐度相對較高〔9〕。

根據(jù)來源不同可將微塑料分為初級微塑料和次級微塑料。其中初級微塑料主要指人造粒徑<5 mm的塑料，如塑料微珠等。這些初級微塑料經(jīng)常用于洗面奶、沐浴露、牙膏和化妝品中。次級微塑料主要是較大尺寸的塑料顆粒經(jīng)過一系列物理、生物、化學(xué)過程而形成的微小塑料碎片，如捕魚丟棄的塑料漁網(wǎng)在紫外線長期照射下易氧化形成微塑料〔10〕。微塑料根據(jù)形狀可分為纖維狀、球狀、碎片狀、薄膜狀和泡沫狀等〔4〕。此外，還可根據(jù)聚合物類型對微塑料進行分類。耿鳳〔11〕調(diào)研了112 篇有關(guān)水中微塑料聚合物類型鑒定的文獻，統(tǒng)計出現(xiàn)46 種微塑料，其中位于檢出頻率前十且最主要的聚合物類型為聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）、聚苯乙烯（PS）、聚對苯二甲酸乙二醇酯（PET）、尼龍（NY）、聚酯纖維（PES）。

2 微塑料的間接危害

塑料微粒的整體粒徑較小、比表面積較大，具有較強的疏水性，其表面會吸附微生物、持久性有機污染物、重金屬等污染物并在水中遷移擴散，造成水環(huán)境污染，對食入它們的水生生物產(chǎn)生更強的毒副作用〔12〕。

研究表明，船舶的防銹和防污涂料含有大量重金屬，當(dāng)水中的重金屬離子與微塑料相遇時，后者表現(xiàn)出很強的親和力，可快速從防污涂層中吸收重金屬〔13〕。彭大衛(wèi)〔14〕的研究表明聚乙烯和聚丙烯微塑料表面會吸附Cu2+、Cr3+、Cr4+等重金屬離子，吸附過程受微塑料特性和環(huán)境介質(zhì)因素的影響，在相同溶液條件下Cr4+的吸附率比Cu2+的高。

抗生素具有生物毒性，會誘導(dǎo)生物產(chǎn)生抗藥基因，大量進入水體時會威脅飲用水安全〔15〕。Jia LI等〔16〕研究表明聚乙烯（PE）、聚苯乙烯（PS）、聚丙烯（PP）、聚酰胺（PA）、聚氯乙烯（PVC）微塑料表面均會吸附磺胺嘧啶（SDZ）、阿莫西林（AMX）、四環(huán)素（TC）、環(huán)丙沙星（CIP）和甲氧芐啶（TMP）等抗生素。其中PA 在淡水系統(tǒng)中對抗生素的吸附能力最強，說明不同微塑料對抗生素有不同的吸附能力，可能與其多孔結(jié)構(gòu)和所含氫鍵有關(guān)。吸附多環(huán)芳烴（PAHs）的微塑料可能通過食物鏈進入人體，產(chǎn)生致癌風(fēng)險〔17〕。

3 微塑料檢測方法

微塑料的檢測步驟主要為采樣、預(yù)處理、定性定量分析。目前檢測方法并未實現(xiàn)標準化，研究人員根據(jù)樣品特性等采用不同檢測方法，很大程度上降低了研究結(jié)果之間的可比性。

④加強防汛抗洪搶險能力建設(shè)。進一步加強防汛抗旱組織機構(gòu)建設(shè)，不斷提高防辦應(yīng)急能力。按照抗大洪、搶大險的要求，加強防汛搶險隊伍建設(shè)，積極開展業(yè)務(wù)培訓(xùn)和實戰(zhàn)演練，提高實戰(zhàn)能力；加強與當(dāng)?shù)伛v軍聯(lián)系、溝通和協(xié)作，組織開展必要的搶險技能訓(xùn)練。增加防汛物資儲備種類和規(guī)模，提高倉儲、調(diào)運管理的規(guī)范化，保障重點地區(qū)和薄弱環(huán)節(jié)抗洪搶險物資需求。

3.1 采樣

研究水體中的微塑料首先需確定采樣位置、采樣量和采樣方法。一般采樣前先用流量計確定河流流速以估算采樣網(wǎng)過濾水量，也可使用帶有流量計的采樣裝置實時監(jiān)測。研究表明，采樣網(wǎng)放置的時間越長，平行樣所含微塑料豐度差異性越低。同時應(yīng)注意采樣網(wǎng)長時間放置捕獲大粒徑顆?；蚋邼舛葢腋∥飳?dǎo)致的網(wǎng)孔堵塞情況。同一位置、不同深度的微塑料豐度幾乎不變，靠近河岸位置的微塑料豐度趨于上升。取樣量需根據(jù)采樣裝置和水源條件進行適當(dāng)調(diào)整。A.BRUGE等〔18〕用孔徑為330 μm 的采樣網(wǎng)對法國西部某河流微塑料進行取樣，評估取樣過程的不確定性，結(jié)果表明在水流和河流微塑料污染程度相近的條件下，取樣量可設(shè)定為35 m3以減少取樣量。

目前用于水環(huán)境中MPs 樣品采集的裝置主要有Neuston 網(wǎng)、Manta 網(wǎng)、表面拖網(wǎng)和浮游生物網(wǎng)等〔19〕，使用采樣網(wǎng)可以過濾大量的水，但無法收集小于網(wǎng)孔直徑的微塑料。A. SCIRCLE 等〔20〕使用梅森罐采集微塑料，與常規(guī)篩分相比，該方法將污染和降解損失降至較低水平，同時提高了回收率和產(chǎn)量，操作簡便，但能收集的樣品體積有限。污水廠可通過污水泵泵送至過濾裝置截留微塑料，在水上取樣時可通過船舶自吸泵進行，根據(jù)水質(zhì)特性和過濾裝置孔徑的不同，采樣體積可達數(shù)百立方米甚至更高〔3〕。

為防止樣品被污染，在采樣收集和隨后實驗中，研究人員需穿著棉質(zhì)服裝，佩戴乳膠手套，如實驗過程必須使用塑料制品，可在使用前用乙醇沖洗幾次〔3〕；為防止細菌和藻類生長，可向每個樣品瓶中添加質(zhì)量分數(shù)為70%的異丙醇，添加量約瓶中液體的10%〔21〕；采樣完成后用去離子水將樣品沖洗到玻璃或鋼制取樣瓶中，用金屬勺或鑷子提取殘留在采樣網(wǎng)的頑固物質(zhì)，每次取樣后都要清洗取樣網(wǎng)，避免采樣網(wǎng)殘留樣品影響取樣結(jié)果〔22〕。此外，采樣過程中的空白對照對于更好地檢測微塑料污染和驗證數(shù)據(jù)具有重要意義。

3.2 預(yù)處理

水環(huán)境中的微塑料樣品表面通常覆有過多有機物（如藻類、浮游生物和天然碎片）或無機顆粒（如沙子和淤泥），會覆蓋MPs 的光譜信號，影響檢測結(jié)果〔23〕。實驗室樣品預(yù)處理和樣品分類可有效去除或減少非微塑料物質(zhì)，提高微塑料定性定量分析的準確性。目前微塑料的預(yù)處理方法有消解法、密度浮選法、過濾篩分法和目視分類法等。

（1）消解法。常用的微塑料消解方法主要有酸（HCl、HNO3、HClO4）消解、堿（NaOH、KOH）消解、氧化劑（H2O2）消解和酶消解。HNO3可有效去除94%~98%的生物源化合物，HCl 對有機物的消解效果較差〔24〕。1 mol/L NaOH 對MPs 表面有機物的消解效率可達90%，適當(dāng)增加濃度和溫度時效果更好。此外有研究表明用10 mol/L NaOH 消解會導(dǎo)致聚碳酸酯（PC）、醋酸纖維素（CA）、PET 和PVC 等微塑料降解，相同濃度的KOH 溶液表現(xiàn)較好，大多數(shù)聚合物不會降解〔24〕。王志超等〔25〕對比了7 種常見消解液對10 種不同類型微塑料顆粒的消解效果，結(jié)果表明H2O2（30%，25 ℃）消解對MPs 完整性的影響最小，微塑料質(zhì)量僅減少2%~5%；氧化劑的消解效果明顯優(yōu)于酸消解和堿消解。M. COLE 等〔26〕使用Proteinase?K 酶（50 ℃、2 h）消解體內(nèi)含有微塑料的海洋浮游生物，結(jié)果表明酶消解不會破壞微塑料，酶消解效率可達97% 以上，但成本較高。M. G. J. L?DER等〔23〕開發(fā)了一種基本的酶純化方法（BEPP），并進一步優(yōu)化形成通用酶純化方法（UEPP），該方法可去除（98.3±0.1）%的非MPs 物質(zhì)，酶的回收率達到（84.5±3.3）%，適用于不同環(huán)境樣本，包括浮游生物樣本、沉積物樣本和動植物樣本。

（2）密度浮選法。不考慮添加劑的情況下，塑料的密度范圍在0.8~1.4 g/cm3，其中聚丙烯在0.85~0.94 g/cm3，聚乙烯在0.92~0.97 g/cm3，聚苯乙烯在0.05~1.00 g/cm3。密度浮選法是在含有MPs 的樣品中加入高密度飽和溶液以提升MPs與混合液的密度差，使MPs懸浮于混合液表面，以實現(xiàn)對MPs 的直接提取。該方法操作簡單方便、費用低，無需復(fù)雜設(shè)備，適用于尺寸較大的微塑料樣品處理〔22〕。最常用的是無毒且低成本的飽和NaCl 溶液（1.2 g/mL），適于提取低密度MPs；此外還有CaCl2（1.3 g/mL）、Na6〔H2W12O6〕（1.4 g/mL）、NaBr（1.55 g/mL）、ZnBr2（1.7 g/mL）、ZnCl2（1.6~1.7 g/mL）和NaI（1.8 g/mL）。一般來說，飽和溶液的密度越大，回收率越高，誤差越小〔27〕。對于廢水和污泥樣品中的微塑料，建議使用NaI和ZnCl2等密度較大的鹽溶液〔26?27〕。

（3）過濾篩分法。過濾篩分是用不同孔徑的濾膜或篩網(wǎng)從水中分離塑料微粒的方法，適用于分析MPs 尺寸分布和顆粒級配，對>5 mm 的非MPs 物質(zhì)可直接去除。過濾通常使用0.7、1.0、5 μm 孔徑的濾膜，主要膜材料有醋酸纖維、玻璃纖維、硝酸纖維、尼龍膜、聚四氟乙烯和聚碳酸酯膜等〔28〕。J. P. W.DESFORGES 等〔29〕采用3 個孔徑遞減的銅篩（250、125、62.5 μm）進行樣品篩分，使用完畢用原水沖洗至玻璃瓶中，加入質(zhì)量分數(shù)為5%~10% 的鹽酸于4 ℃下冷藏。S. GRIGORAKIS 等〔30〕將水樣攪拌均勻后倒入500、250、63 μm 的堆疊篩中進行篩分，研究地下水中微塑料的分布。

3.3 定性定量分析

微塑料的分析一般分為物理表征和化學(xué)表征。物理表征主要表征微塑料的尺寸分布、數(shù)量、形狀、顏色等參數(shù)；化學(xué)表征主要對微塑料的組成等進行分析。目前常用的分析方法有目視+顯微鏡、光譜分析、掃描電鏡能譜儀分析、質(zhì)譜分析等。

目視+顯微鏡分析方法簡單快捷、成本低，對于較大尺寸的MPs（>1 mm）首先可通過目視法進行塑料與非塑料部分的分類，并表征微塑料的顏色和形狀；對于尺寸較小、肉眼無法觀測的部分用光學(xué)顯微鏡進一步進行塑料與非塑料（如脂肪、礦物顆粒和纖維素纖維）的區(qū)分和計數(shù)，可用帶網(wǎng)格的培養(yǎng)皿技術(shù)提高準確度。該方法的缺點在于個體之間的研究結(jié)果差別較大，定量分析相對耗時，容易將微塑料部分識別為其他材料〔5〕。

掃描電鏡能譜分析儀（SEM?EDS）通過成像和元素分析表征微塑料的表面形貌，確定表面聚合物的元素組成，可以快速有效地篩選大量微塑料顆粒，減少識別錯誤的可能性，準確度遠高于目視和顯微鏡觀察〔31〕。該方法的主要缺點是檢測費用相對較高，檢測前需進行預(yù)處理，不利于處理大量樣品〔30?31〕。

光譜技術(shù)是分析環(huán)境樣品中微塑料應(yīng)用最廣泛的方法，屬于非破壞性成像技術(shù)，主要用于識別單個微塑料聚合物類型，缺點是掃描過程耗時，需進行樣品預(yù)處理。自動進行MPs 粒子檢測和圖像分析是未來該技術(shù)優(yōu)化的方向之一。傳統(tǒng)拉曼（Raman）光譜可有效檢測>1 μm 的MPs，在檢測<1 μm 的單個塑料微粒時拉曼信號較弱，檢測難度較大。Guanjun XU等〔32〕研發(fā)了一種表面增強拉曼光譜（SERS）檢測MPs 的方法，采用特殊的鉀石襯底，可穩(wěn)定快速地檢測粒徑小至360 nm 的PS 和PMMA 微塑料。傅里葉變換紅外光譜（FTIR）是一種常用的快速可靠的碳氫化合物分析技術(shù)，可有效識別尺寸在20 μm 以上的微塑料〔6〕。原子力顯微鏡?紅外光譜技術(shù)（AFM?IR）可對MPs 表面化學(xué)性質(zhì)進行表征〔33〕。A. HAHN等〔34〕使用FTIR 并通過偏最小二乘回歸分析（PLSR）進行建模，成功對LDPE、PET 沉積物中的微塑料進行 半 定 性 定 量 分 析。 J. BRANDT 等〔35〕開 發(fā) 了GEPARD 軟件，將Raman 和FTIR 聯(lián) 用，可準確快速地分析PE（10~27 μm、106~125 μm）和PMMA（53~63 μm）。S.KONDE 等〔36〕通過熒光顯微鏡+光致發(fā)光光譜（PL 譜）對20 μg/mL 尼羅紅處理樣品（50 ℃/染色10 min）進行分析，以區(qū)分塑料、非塑料和識別聚合物類型。

熱裂解?氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用（Py?GC?MS）技術(shù)主要通過高溫裂解爐迅速裂解樣品，然后經(jīng)色譜柱分離，通過質(zhì)譜對0.1~0.5 mg 樣品進行聚合物類型和質(zhì)量鑒定，精準度高，但使用前需用標準品確定標準色譜圖。該技術(shù)屬于破壞性方法，儀器昂貴、操作復(fù)雜費時，熱解后產(chǎn)生的較大分子質(zhì)量聚合物可能堵塞Py 與GC?MS 的通道，需專業(yè)人員操作。針對Py?GC?MS 不 適 于 分 析 復(fù) 雜 混 合 物 的 情 況，E.DüMICHEN 等〔37〕開發(fā)了TED?GC?MS 分析法，該方法可在2~3 h 內(nèi)定性半定量分析100 mg 以內(nèi)的含PE、PP、PS、PET 和PA 的樣品。M. FISCHER 等〔38〕采用居里點熱解?氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用技術(shù)（CP?Py?GC?MS）同時對8 種微塑料（PE、PP、PS、PET、PVC、PMMA、PA6、PC）進行可靠定性半定量分析。

目前MPs 檢測技術(shù)主要在現(xiàn)有基礎(chǔ)上進行優(yōu)化，方法各有優(yōu)缺點，單一方法已無法滿足研究所需。各技術(shù)之間聯(lián)用能夠提高MPs 檢測的準確度和效率，同時需繼續(xù)加大對高效準確分析復(fù)雜聚合物方法的研究，以便建立統(tǒng)一的檢測標準。

4 去除工藝

水廠處理工藝并非為去除微塑料而設(shè)計，但研究表明每個處理階段對微塑料均有一定去除效果。以下對文獻中的混凝、沉淀等常規(guī)處理工藝，高級氧化、活性炭吸附技術(shù)和膜技術(shù)等深度處理工藝對微塑料的去除情況進行綜述。

4.1 混凝沉淀工藝

混凝沉淀工藝主要去除尺寸較大、密度較高的MPs，去除效果受水質(zhì)特性的影響較小，可高效去除>10 μm的MPs，對5~10 μm MPs 的去除率可達44.9%~75.0%，對更小粒徑的MPs 去除效果較差〔28，39〕。Zhifeng WANG等〔28〕研究表明混凝沉淀工藝可有效去除某水廠原水中40.5%~54.5%的MPs，尺寸>10 μm 的MPs 幾乎被完全去除；尺寸<10 μm、占比達76.5%~85.6%的MPs 去除率為28.3~47.5%；纖維狀微塑料在混凝沉淀過程中更易被去除，去除率達50.7%~60.6%。有研究表明鋁基鹽對PE 的去除效果優(yōu)于鐵基鹽，且PE 粒徑越小，優(yōu)勢越大，離子強度、濁度等因素對去除率的影響不大；與pH 相比，聚丙烯酰胺（PAM）對PE 的去除作用更大，因為陰離子聚丙烯酰胺在中性條件下可生成帶正電的鋁基絮凝體。此外，混凝劑投加量過大會對后續(xù)膜工藝造成嚴重污染〔40〕。D.W.SKAF 等〔41〕采用5~10 mg/L明礬混凝劑處理含5 mg/L 球狀和纖維狀MPs、初始濁度為16 NTU 的溶液，混凝沉淀后濁度<1.0 NTU，適于MPs 的去除。王月〔42〕的實驗結(jié)果表明，混凝過程中微塑料使得快攪階段的絮體平均粒徑和幾何分形維數(shù)的平穩(wěn)變化期延長，絮凝末期的成長分形維數(shù)波動變大，且最大值變大，絮體更密實。不同混凝劑對不同MPs的去除特性有所差別，對不同混凝工藝去除MPs 的有效性及影響因素進行研究可提高MPs 去除率。

4.2 膜處理工藝

MBR 工藝主要用于污水廠的深度處理，膜孔徑通常為0.01~5 μm，對>20 μm的MPs有非常高的去除率。該工藝的主要缺點是安裝和運行成本高，使用壽命短〔43〕。Xuemin Lü 等〔44〕研究了華東某污水廠對微塑料的去除效果，結(jié)果表明，以微塑料質(zhì)量計，MBR 工藝對進水MPs 的去除率為99.5%，以去除數(shù)目計，去除率則為82.1%。M.LARES 等〔45〕研究了芬蘭某污水處理廠去除微塑料的效果，與傳統(tǒng)活性污泥法（CAS）工藝相比，MBR 滲透液中的微塑料〔（0.4±0.1）L?1〕低于CAS工藝最終出水〔（1.0±0.4）L?1〕，MBR 工藝對廢水中MPs的去除率更高（99.4%）。

超濾（UF）膜的孔徑在1~100 nm，截留效果優(yōu)于MBR 工藝，具有能耗低、分離效率高、設(shè)備緊湊、占地面積小、經(jīng)濟等特點，在飲用水廠深度處理工藝中具有較好的應(yīng)用前景。M.ENFRIN 等〔46〕使用截留分子質(zhì)量為30 ku 的聚砜超濾膜去除磨砂膏配水（8 g/mL）中的13~690 nm 微塑料，結(jié)果表明微塑料去除率最高可達80%，長時間運行后膜通量下降38%，超過25%的微塑料被吸附到膜表面。Baiwen MA 等〔40〕的研究結(jié)果表明混凝+超濾工藝可完全去除PE 微塑料，但鋁基鹽混凝劑預(yù)處理會引起輕微的膜污染；隨著混凝劑投加量的增加，膜污染逐漸加重，形成較厚的濾餅層，而PE 顆粒越大，鋁基鹽混凝劑的絮凝體表面越粗糙，膜污染越輕。Rui WANG 等〔47〕用聚乙烯亞胺（PEI）和聚丙烯酸（PAA）制備的改性低壓正電荷電紡膜對不同尺寸（50、100、500 nm）的PS?MPs 有良好的去除效果。該膜具有高通量和耐污染的特性，運行過程不會導(dǎo)致不可逆污染。

膜過濾系統(tǒng)出水一般直接進入配水系統(tǒng)，然后從用戶的水龍頭流出，物理沖洗、化學(xué)試劑、機械應(yīng)力、老化磨損和其他因素可能導(dǎo)致水廠中的有機膜破損，釋放MPs，從而對人類健康構(gòu)成潛在威脅〔48〕?？梢杂脽o機膜或生物膜替代有機膜，防止膜本身產(chǎn)生微塑料污染物?，F(xiàn)有降低膜污染的方法對MPs 產(chǎn)生的膜污染緩解效果尚不明確，需進一步研究預(yù)處理、定期反沖洗、化學(xué)清洗等手段減緩膜污染的效果。

4.3 活性炭吸附工藝

活性炭吸附工藝無需先進的儀器設(shè)備，運行和維護成本較低，是一種很有應(yīng)用前景的去除水環(huán)境中小粒徑微塑料的工藝〔49〕。Zhifeng WANG 等〔28〕的研究表明顆粒狀活性炭（GAC）過濾可有效去除臭氧工藝出水中的1~5 μm MPs，去除效果明顯優(yōu)于混凝沉淀工藝，對纖維狀、球狀和碎片狀MPs 的平均去除率分別為45.1%、81.6%、64.7%，可有效去除臭氧工 藝 出水的MPs。M. PIVOKONSKY 等〔50〕對2 個給水廠GAC 工藝去除MPs 的效果進行研究，該工藝對≥10 μm 和<10 μm MPs 的去除率分別達到86%、94%，對纖維狀和碎片狀MPs 有相同的去除效果。K. T. KIM 等〔51〕研究了某污水廠具有熱再生裝置的活性炭工藝對二次沉降出水中微塑料的處理效能，得出該工藝適于處理密度小于水且粒徑為20~50 μm 的MPs，去除率達92.8%。V. SIIPOLA 等〔52〕對松樹和云杉樹皮進行蒸汽活化，制備了一種可有效去除MPs 的活性炭，基本能完全去除大顆粒微塑料，對微米級MPs 顆粒的吸附效果不明顯。通過調(diào)節(jié)GAC 過濾的操作參數(shù)，如GAC 粒徑、過濾速率和反沖洗周期等，可進一步提升GAC 工藝對微塑料的去除效果。

4.4 高級氧化工藝

有研究表明高級氧化工藝適于MPs 和所含色素的降解，但不適于去除MPs 豐度，原因在于高級氧化工藝降解微塑料過程中會使MPs 氧化裂解，產(chǎn)生更多小粒徑的微塑料〔53〕。Zhifeng WANG 等〔28〕研究發(fā)現(xiàn)高級飲用水廠臭氧處理出水中1~5 μm MPs 的豐度增加2.8%~16.0%，推測原因可能是MPs 在水流的剪切力作用下被破壞，從而導(dǎo)致微塑料數(shù)量上升。M. PIVOKONSKY 等〔50〕的研究表明臭氧工藝出水的MPs 豐度與前一工藝差別不大。Hongwei LUO 等〔33〕采用臭氧、Fenton 和熱活化過硫酸鹽高級氧化工藝處理含微塑料水樣，SEM 表征結(jié)果表明，未經(jīng)處理的MPs 表面相對平坦光滑，處理后MPs 表面出現(xiàn)明顯的破碎和裂紋，變得更加粗糙，呈現(xiàn)更多的層狀結(jié)構(gòu)，這主要是由于處理過程產(chǎn)生各種自由基，自由基的高氧化還原電位促進MPs 的表面氧化。Fei MIAO等〔54〕采用以TiO2/石墨為陰極的類Fenton 技術(shù)降解廢水中的MPs，降解過程中大分子有機物脫落進一步分解為小分子，PVC 微塑料的去除率達56%，升溫有利于降解PVC 和脫氯，該技術(shù)屬于一種環(huán)境友好型的降解MPs 策略。

5 展望

對于微塑料污染物的去除，宜從源頭控制，減少一次性塑料產(chǎn)品的使用，研發(fā)并推廣可循環(huán)、可回收、易降解的替代產(chǎn)品，制定完善控制使用的法律法規(guī)。未來的研究應(yīng)進一步明確微塑料的生態(tài)毒理學(xué)危害，繼續(xù)研發(fā)高效、可靠的微塑料檢測技術(shù)，統(tǒng)一分類和檢測標準。此外，應(yīng)提高污水廠等微塑料源頭的處理能力，研究高效環(huán)保去除微塑料的新工藝，以防止水環(huán)境中的微塑料轉(zhuǎn)化為納米微塑料帶來更高危害。