王成，李哲，魏健，錢鋒，宋永會*

1.遼寧大學環(huán)境學院

2.中國環(huán)境科學研究院水生態(tài)環(huán)境研究所

塑料在各行各業(yè)中應用廣泛，但由于其回收利用率低，產生了大量塑料垃圾。據估計，到2050 年，將有120 億t 塑料垃圾進入自然界[1]，這些塑料垃圾經風化、侵蝕、分解，變成更為細小的塑料污染物[2]。一般將直徑小于5 mm 的塑料碎片、纖維或者顆粒定義為微塑料（microplastics，MPs）。微塑料粒徑小、比表面積大，顆粒表面處于亞穩(wěn)定狀態(tài)，相對于大塊的塑料垃圾，不但容易釋放本體中有毒有害物質，也更容易吸附環(huán)境介質中的有機污染物、重金屬離子或病原體等[3]。目前，微塑料已經在水庫、河流、湖泊、海洋甚至南極內陸冰川等地被廣泛檢出[4-8]，并可以通過攝食、呼吸等途徑進入水生生物體內，沿著食物鏈在人體內富集，對水環(huán)境安全和人體健康造成較大風險[9]。

微塑料具有生物毒性、環(huán)境持久性和生物累積性等特點，且容易輸移擴散，治理難度較大，是目前國內外廣泛關注的新污染物之一。目前微塑料研究熱點主要集中在采集分離、檢測分析等方面，隨著研究的深入，其生態(tài)毒性及去除技術也成為研究熱點。筆者梳理分析國內外關于水環(huán)境中微塑料研究的最新進展，總結微塑料污染的分類與來源、生態(tài)毒理效應以及相關去除技術，展望未來研究前景，以期為微塑料的污染控制提供借鑒與參考。

1 微塑料的分類與來源

微塑料按照來源可分為初級微塑料和次級微塑料[10]。初級微塑料是指以微顆粒的形式直接排放到環(huán)境中的塑料，主要包括個人護理品中的助劑、添加劑，以及大塊塑料制造和使用等過程中因磨損產生的微顆粒。據調查，個人護理品中微塑料助劑或添加劑的平均豐度高達2 162 粒/g，全球每年由個人護理品衍生的微塑料排放量達到1.2 萬t[11]。由于磨損釋放到環(huán)境中的纖維顆粒也是水環(huán)境中初級微塑料的主要來源[12]。研究表明，丙烯酸制成的紡織品用洗衣機洗滌60 min 就可以釋放出（131.51±21.03）mg/kg 纖維顆粒[13]，一條輪胎從新裝到報廢約有10%～30%的胎面會被磨損成顆粒物[14]。次級微塑料是指進入環(huán)境中的大塊塑料在外力作用下風化破碎而成的塑料微顆粒[15]，如丟棄在水體中的塑料袋在光照、潮汐、摩擦等作用下破碎而成的塑料顆粒。次級微塑料是水環(huán)境中微塑料污染的重要來源。據統(tǒng)計，1950 年至今約有70 億t 廢塑料進入到自然環(huán)境中[16]，這些塑料垃圾大部分輸移到海洋中，最終風化成塑料顆粒。相關統(tǒng)計表明，陸源輸入的塑料垃圾約占海洋塑料垃圾的80%[17]。另外，水產養(yǎng)殖中使用的漁網、浮力材料、網箱等，也是水體中次級微塑料的重要來源。據調查，在我國北部灣海水中，來自養(yǎng)殖浮筏脫落的聚苯乙烯（polystyrene，PS）泡沫微塑料占海洋塑料垃圾的比例高達59.8%[6]。圖1 描述了水中微塑料污染的主要來源。

圖1 水中微塑料污染的主要來源Fig.1 Major sources of microplastics pollution in water

2 微塑料的檢測分析方法

為了系統(tǒng)地了解微塑料對環(huán)境的影響，需借助科學方法量化、分析水中的微塑料。作為一種新污染物，其分析檢測技術仍處于探索和發(fā)展階段，急需開發(fā)更精確的微塑料定量與定性分析新技術。目前，微塑料常用的檢測分析方法主要包括以下兩方面。

2.1 微塑料的分離提取

采集到的微塑料樣品成分復雜，表面附有許多雜質，因此不易直接分析檢測，需要進行分離提取。常用的預處理方法大致分為密度分離和氧化分離2 種。密度分離法是目前從水和泥沙混合體系中分離提取微塑料最常用的方法，即利用微塑料與水、泥沙等物質間密度差異篩選出微塑料。通過添加NaCl、NaI、KCl、KI、ZnCl2等調節(jié)水溶液的密度，改變微塑料所受浮力，促使微塑料漂浮在溶液表面[18]，實現微塑料與其他物質的分離。由于自然環(huán)境中微塑料可能會吸附在泥土、腐殖質表面，密度分離法一般會結合超聲波分離技術使用，以提高分離效率[19]。由于密度分離法需要較長時間，可以結合微塑料表面疏水親氣的特性，向混合液中鼓入空氣產生氣泡，改變微塑料的表面狀態(tài)，利用空氣將微塑料帶出，提高分離效率[20]。然而，目前密度分離法只能提取部分微塑料，已報道的提取方法分離效果差異較大，標準化的微塑料回收方法尚未建立，因此有必要開發(fā)一種標準化的微塑料密度分離方法。

環(huán)境中的微塑料會吸附一些天然有機化合物（natural organic matter，NOM），這些NOM 密度與微塑料密度相似，很難通過密度差異對其進行分離提取，因此常會采用氧化消解、酸消解、堿消解和酶消解等氧化分離法，先輔助去除微塑料表面的NOM[21]。氧化消解法可快速將表面的有機物消解，但會改變微塑料表面性質。當使用酸消解時，過低的pH 可能會導致微塑料部分分解[22]。同樣，Hurley等[23]發(fā)現在強堿的條件下（60 ℃，10%NaOH）進行消解也會破壞微塑料表面結構。有研究表明，酶消解法可代替化學消解，溫和、有效地去除微塑料表面的生物組織。Cloe 等[24]使用酶消解技術，去除了海水樣品中97%以上的浮游生物，微塑料沒有明顯分解。由于酶消解法具有專一性強、處理成本較高等問題，限制了其廣泛使用。

另外，常用的分離提取方法還有靜電分離法、淘析法、磁性分離法[25]等。由于自然環(huán)境中微塑料所處的狀態(tài)比較復雜，單一分離方法的提取效果往往不理想，需要組合使用上述多種分離方法。

2.2 微塑料的檢測分析

微塑料檢測通常分為物理表征（顏色、大?。┖突瘜W表征（組成、結構）[26]。由于微塑料在粒徑、結構、顏色和聚合物種類等方面差異較大，很難采用單一的方法進行檢測。表1 總結了常用分析技術的優(yōu)缺點。

表1 微塑料鑒定方法及優(yōu)缺點Table 1 Advantages and disadvantages of identification methods of microplastics

2.2.1 物理表征

微塑料粒徑分布較寬，不同粒徑的微塑料采用不同的物理表征方法。粒徑為1～5 mm 的微塑料可用裸眼直接進行判別；μm 級的微塑料顆粒，可采用光學顯微鏡鑒別；nm 級的微塑料顆粒，則采用掃描電子顯微鏡（SEM）[27]鑒別。上述分析方法易受樣品的分散程度和觀測者的主觀因素干擾，造成遺漏或錯誤識別，可結合熒光染色等方法進一步提升檢測精度[28]。

2.2.2 化學表征

塑料是由單體聚合形成的有機大分子聚合物，其化學成分取決于單體的化學成分和聚合程度。分子光譜技術，如傅里葉變換紅外光譜（FTIR）、拉曼光譜（Raman）和核磁共振譜（NMR），是檢測聚合物分子鍵等信息的常用工具。FTIR 和Raman 通過表征微塑料特定的化學鍵確定其組成和豐度，從而分析微塑料的來源、輸入途徑等[28]。當微塑料粒徑大于20 μm 時，FTIR 和Raman 準確率相似，但FTIR 不受熒光干擾，更有利于準確識別微塑料的類型；當微塑料粒徑小于20 μm 時，Raman 分析的精度更高。由于微塑料成分復雜，可綜合使用FTIR 和Raman 分析法以提高檢測效率，降低檢測成本。

聚合物的基本組成可使用元素分析儀和X 射線熒光光譜法（XRF）來確定。元素分析儀是基于樣品中C、H、N、O、S 元素燃燒產物進行分析的技術。在燃燒條件下，樣品中C、H、N 和 S 轉化為氣態(tài)燃燒產物，隨后使用氣相色譜進行定量分析。XRF 是一種簡單、準確且無損的技術，它基于單個原子被外部能量源激發(fā)時發(fā)射特征波長，通過計算樣品發(fā)出的特征X 射線譜線波長和強度進行定性定量分析[29]。XRF 檢測限較低，可分析材料中微量元素種類和含量。Leistenschneider 等[30]比較分析了FTIR與XRF 在微塑料溯源的效果，發(fā)現XRF 可以通過精確分析微塑料中微量金屬元素的組成與比例，實現微塑料的精準溯源。此外，X 射線光電子能譜分析（XPS）可用于檢測分析微塑料元素組成和含量、化學狀態(tài)、分子結構、氧化程度等[31]。

3 微塑料的生態(tài)毒理效應

微塑料毒性主要體現在2 個方面：1）微塑料在生物體累積以及自身有毒有害添加劑緩釋使微塑料表現出的生態(tài)毒性；2）微塑料作為一個“微容器”，吸附各種有機物或重金屬離子而表現的復合毒性[40]。

3.1 微塑料自身的生態(tài)毒性

微塑料在水環(huán)境中累積容易引發(fā)復雜的生態(tài)問題。浮游植物作為水生態(tài)系統(tǒng)中重要的初級生產者，對維持系統(tǒng)穩(wěn)定起著關鍵作用[41]。微塑料通過改變浮游植物葉綠素含量、酶活性以及光合作用等，影響浮游植物的生長，從而對水生食物網產生較大影響[42]。微塑料粒徑小、顏色多樣，容易被低營養(yǎng)級生物攝食[43]。低營養(yǎng)級生物攝入微塑料后，由于體內沒有相應的酶將其降解，不僅容易堵塞攝食器官和消化道，還會通過食物鏈傳遞至其他營養(yǎng)層，對水環(huán)境構成重大威脅[44]。另外，微塑料還會對微生物多樣性和群落結構產生影響。Miao 等[45]對比微塑料基質（PE、PP）和自然基質（鵝卵石、木屑）上微生物的生長情況，結果顯示，與自然基質表面的微生物相比，微塑料表面的微生物豐度和多樣性相對較低。Seeley 等[46]研究同樣發(fā)現，微塑料的存在改變了沉積物中微生物群落組成和氮循環(huán)，影響了各種微生物群落功能。

除了物理損傷外，被攝食的微塑料通過改變生物代謝活性、誘導氧化應激等方式，對生物內分泌系統(tǒng)、生殖系統(tǒng)產生不利影響[47]。Fackelmann 等[48]發(fā)現由于納米塑料（nanometer microplastics，NPs）難以降解且易吸附在腸道上，增加了納米塑料在腸道的停留時間，誘發(fā)腸道菌群失調和炎癥，從而造成魚類死亡。粒徑較小的微塑料（50～200 nm）還可以突破生物屏障在性腺中積累，降低雌魚生育能力[49]。

微塑料不僅對水生生物造成損害，還可通過食物鏈在人體內富集，進而影響到人類健康[47]。目前已經在人體血液、人類胎盤中發(fā)現微塑料的存在，這些微塑料的撞擊和摩擦，可引起人類細胞壞死或炎癥[47]。但是人體健康受多種因素耦合作用，微塑料暴露途徑、累積通量、停留時間等對人體健康影響的研究還不多，目前尚無相關流行病學調查結果表明微塑料對人體健康的影響。

3.2 微塑料的復合毒理效應

微塑料因其較大的比表面積和疏水性，易與持久性有機污染物、藥物與個人護理品、環(huán)境激素等有機污染物結合產生復合毒性。Rainieri等[50]發(fā)現，吸附了有機污染物（多氯聯苯、全氟化合物和甲基汞）的PE 微塑料（125～250 μm）對斑馬魚的復合毒理效應比單獨的微塑料暴露或有機物暴露更強，導致斑馬魚的肝臟表現出更高的空泡化。微塑料吸附有機污染物不僅會對水生動物產生危害，也會限制藻類的生長，且時間越長其影響越大[51]。另外，微塑料與重金屬結合形成的復合污染物，可影響水生生物的氧化應激性或與體內活性物質超氧化物歧化酶、乙酰膽堿酯酶（acetylcholinesterase，AchE）和過氧化氫酶等產生協(xié)同毒性作用[52]。

微塑料的類型、吸附的有機物/重金屬種類及吸附量、不同暴露時間對生物的綜合毒性作用有所差別。有研究表明，雙酚A（bisphenol A，BPA）和NPs（50 nm）共同暴露會抑制斑馬魚大腦內的AchE 的活性，這與BPA 和NPs 單獨暴露均會增強AchE 活性的結論相反[53]。王燕[54]研究發(fā)現，單獨暴露在微塑料的海水青鳉腸道菌群多樣性和豐富度降低，而重金屬和微塑料-重金屬聯合暴露則增加了腸道菌群的多樣性和豐富度。由此可見，微塑料與污染物聯合毒性對生物活性產生了影響，但這種影響并非單純的增強或削弱。因此，關于微塑料與有機污染物或重金屬的復合生態(tài)毒理效應和作用仍有待深入研究。

微塑料不僅可作為污染物的載體，還可為水中微生物提供良好的棲息環(huán)境。微生物在微塑料表面定殖，形成生物膜，生物膜為駐留細菌的生存提供了良好條件[55]。Gong 等[56]發(fā)現，在PE 微塑料上定殖的優(yōu)勢屬中有1/2 是湖水中的潛在病原體，這些病原體隨著微塑料在環(huán)境中遷移，給生態(tài)環(huán)境造成重大威脅?；【且环N廣泛分布在水生態(tài)環(huán)境中的致病菌。2013 年，Zettler 等[57]首次報道從北大西洋收集的海洋微塑料上發(fā)現弧菌。此后，在波羅的海采集的微塑料上也發(fā)現副溶血性弧菌[58]。另外，附著在微塑料表面的微生物含有豐富的基因，由于定殖在微塑料上的微生物是高密度堆積，不同微生物之間空間接近，物質交換頻繁，容易導致不同生物群落之間發(fā)生基因交流，從而產生新的病原體。

4 水中微塑料的處理技術

微塑料作為一種新污染物在不同水環(huán)境（如淡水、廢水、地下水和海洋）中廣泛存在，對人類健康和生態(tài)環(huán)境產生了嚴重的影響。因此，迫切需要研發(fā)簡單、高效的去除技術以應對水環(huán)境中微塑料污染問題。微塑料難以通過自然沉淀、傳統(tǒng)混凝等常規(guī)方式進行處理。目前常用的處理技術分為物理技術、化學技術和生物技術，現階段主要集中在開發(fā)吸附和降解等新手段上。表2 總結了各種現有處理技術的優(yōu)缺點。

表2 微塑料去除技術優(yōu)缺點Table 2 Advantages and disadvantages of removal technologies of microplastics

4.1 物理技術

4.1.1 吸附法

吸附法是去除水中微塑料的主要方法之一，主要是通過不同顆粒之間的分子間相互作用，使微塑料在多孔固體或吸附劑表面積聚。處理過程使用的吸附劑多源自環(huán)境中自然可得的物質經過碳化、熱解、煅燒等工藝制備，例如，活性炭、生物炭可以由椰子殼、秸稈熱解、碳化制備；沸石吸附劑可以由天然沸石礦添加黏結劑、造孔劑等煅燒制備。由于活性炭、沸石等傳統(tǒng)的吸附劑處理水環(huán)境中微塑料污染問題效果并不理想，因此，目前致力于開發(fā)高效、可重復利用的新型吸附劑。Shi 等[60]采用共沉淀法制備磁性海泡石作為介質載體，通過外加磁場吸引海泡石的同時將吸附在其表面的PE 微塑料去除。試驗結果表明，當磁性海泡石與PE 質量比為4∶1，磁場強度為285.23 kA/m 時，可在600 s 內去除98.4%的PE 微塑料。這種可重復利用的磁性材料表現出優(yōu)異的吸附性能，具有周期短、去除率高、回收率高等特點，高強度的磁場同時保證了磁性海泡石吸附劑在環(huán)境中的穩(wěn)定性。

在吸附過程中，借助微塑料與吸附劑之間的靜電相互作用、疏水作用也可達到去除微塑料的目的。Wang 等[59]采用化學交聯法制備出蛋白海綿材料，借助疏水相互作用可在10 s 內吸附38%的微塑料，顯示出優(yōu)異的吸附潛力。除了疏水作用外，還可以通過吸附劑表面官能團與微塑料所攜帶官能團之間的π-π 相互作用、氫鍵等作用來提高吸附效率。Yuan等[75]利用三維還原氧化石墨烯（3D-RGO）與PS 微塑料之間強烈的π-π 相互作用，實現了對平均直徑為5 nm 的PS 微塑料高達89%的去除率。

4.1.2 過濾法

過濾主要是借助多孔介質截留懸浮液中的物質，使微塑料與液體分離，具有能耗低、操作簡便等特點。根據過濾器不同可分為顆粒過濾和膜過濾。顆粒過濾借助石英砂、玻璃珠和活性炭等介質，通過微塑料的運輸和附著來截留固體顆粒。納米微塑料的運輸主要受布朗擴散控制，而粒徑較大的微塑料運輸主要受攔截和沉降控制。塑料顆粒的附著涉及各種力，包括范德華力、靜電斥力、空間相互作用、疏水相互作用和水合力[61]。因此，具有相似潤濕性、相反電荷和異質形態(tài)的微塑料顆粒由于相互作用較強，更適合于顆粒過濾。

膜分離技術主要借助壓差作用，利用膜孔的大小截留水中的顆粒。根據孔徑不同，可分為超濾（UF）、微濾（MF）、納濾（NF）、反滲透（RO）和動態(tài)膜（DM）技術。膜分離技術對微塑料去除率可達到90%以上，對于粒徑大于10 μm 的微塑料處理效果格外優(yōu)秀[76]。膜分離技術作為一種選擇性屏障，可有效去除水中有機污染物、多價離子、消毒副產物和微塑料，同時降低水的硬度。Ma 等[76]采用超濾和鋁基混凝劑相結合去除飲用水中的PE 微塑料，結果表明，PE 微塑料可被完全去除。然而，當使用膜分離技術有效去除微塑料時，微塑料的沉積會導致膜污染，從而加速其他污染物對膜的協(xié)同污染作用。因此，使用膜分離技術時，必須結合預處理工藝，以防止有機物和微塑料對膜的過度污染。

4.2 化學技術

4.2.1 混凝沉淀法

混凝工藝主要使用化學混凝劑（鐵鹽、鋁鹽或其衍生物）水解產生帶電離子，與廢水中的微塑料或其他污染物形成絮凝體，通過沉降或過濾法去除。常用的混凝劑主要為鋁基混凝劑、鐵基混凝劑以及合成有機混凝劑。該工藝可在初級處理階段有效去除廢水中的微塑料。氯化鐵、聚合氯化鋁對PS 微塑料的去除率均在98%以上。然而，Ma 等[62]研究發(fā)現，鐵基混凝劑對PE 微塑料去除率相對較低（<15%）。通過加入聚丙烯酰胺（PAM，3～15 mg/L）可顯著提高PE 微塑料的去除率。Wang 等[63]研究同樣表明，混凝、沉淀、砂濾等工藝去除率受微塑料形狀、大小影響，其中混凝和沉淀對粒徑為5～10 μm 微塑料的平均去除率較粒徑為1～5 μm 的去除率高20%左右，砂濾對纖維狀微塑料去除率比顆?；蛩槠瑺钗⑺芰先コ矢?0%左右。此外，環(huán)境因素也會影響混凝沉淀效果。風化在改變微塑料表面粗糙度的同時，還會影響它們與混凝劑的親和力。有研究表明，混凝沉淀法對風化后的PE 微塑料比原始PE 微塑料去除率提高17%[77]。目前已有多項研究報道傳統(tǒng)污水處理廠中的微塑料可通過混凝沉淀去除，但由于操作過程中微塑料去除效果不穩(wěn)定，因此未來應致力于研發(fā)高效穩(wěn)定的混凝劑以提高去除效果。

4.2.2 光催化法

在環(huán)境中，光降解是引發(fā)塑料降解的重要過程。塑料的光降解通常涉及太陽輻照引發(fā)的自由基反應（圖2）。紫外線（UV）中UV-B（290～315 nm）和UV-A（315～400 nm）是引起微塑料裂解的主要原因[64]。微塑料光催化降解機理是，當半導體材料吸收的光子能量（E）高于半導體帶隙能量（Eg），價帶（VB）中的電子（e-）被轉移到導帶（CB），在VB 中產生具有高氧化能力的空穴（h+），形成光生e--h+，e--h+與O2或H2O 反應生成活性氧[78]，這些反應物種最終攻擊微塑料并導致聚合鏈斷裂、分解和交聯，加速塑料制品的降解過程。

圖2 微塑料光催化降解一般機理Fig.2 General mechanism of photocatalytic degradation of microplastics

光催化降解過程中，TiO2和 ZnO 是常用的光催化劑。TiO2作為半導體與光子轟擊產生帶正電的空穴，隨后與H2O 反應生成羥基自由基（?OH），將吸附在半導體表面的微污染物礦化為CO2和H2O[79]。當使用多孔TiO2半導體光催化降解高密度聚乙烯（HDPE）微塑料時，在可見光照射18 h 后，微塑料質量損失率約為6.4%[64]。上述反應過程中，借助光誘導產生的空穴和電子、超氧化物（?）和 ?OH 參與光降解，導致微塑料中的C—C 裂解。經過光降解后，微塑料的形態(tài)及理化性質發(fā)生顯著變化。Tofa等[80]使用ZnO 納米棒對低密度聚乙烯（LDPE）微塑料進行可見光催化降解，結果顯示，微塑料表面起皺，出現大量空腔和裂縫，導致LDPE 微塑料脆性增加。使用光催化TiO2微電極也產生類似效果[81]。因此，光催化降解技術可以有效減少微塑料污染。

4.2.3 電絮凝法

電絮凝作為一種成熟的電化學技術，也被應用于水中微塑料的去除。電絮凝是一個復雜的過程，金屬電極在電場存在的情況下失去電子生成金屬陽離子[82]，從離子產生到絮凝體形成分3 個階段：1）在電場作用下，金屬在陽極產生電子，形成微絮凝劑，即Al3+或Fe3+氫氧化物；2）混凝劑使水中懸浮顆粒和膠體污染物失穩(wěn)；3）微絮凝劑與污染物顆粒膠體形成微絮凝體。在此基礎上，Shen 等[82]采用電絮凝技術處理廢水中不同類型和形狀的微塑料〔顆粒微塑料(PE、聚甲基丙烯酸甲酯)、纖維微塑料(醋酯纖維、PP)〕。結果表明，在pH 為3～10 時，電絮凝對4 種微塑料的去除率均達到82%以上。圖3 為電絮凝去除微塑料的機理。首先通過陽極溶解產生Al3+和Fe3+，隨著反應過程中pH 的增加，Al3+和Fe3+與陰極產生的OH-反應生成不同的氫氧化物。在此過程中利用其吸附架橋和網捕卷掃等作用，將水中的微塑料吸附、共沉淀。另外，陰極產生的H2微氣泡也可將一些絮凝體或團聚體拖到表面，通過溢出或撇除達到去除微塑料的目的。

圖3 電絮凝法去除水中微塑料的機理Fig.3 Mechanism of removal of microplastics in water by electrocoagulation

4.3 生物技術

生物技術借助自然界中的微生物降解微塑料并將其轉化為無害的小分子物質。該技術具有操作簡單、環(huán)保清潔、靈活性強、運行成本低、相對安全等優(yōu)點。目前用于水中微塑料處理的生物技術主要包括生物降解、膜生物反應器以及活性污泥法。

4.3.1 生物降解

生物降解主要分為生物膜的形成、生物降解、生物破碎以及礦化作用4 個過程[71]。圖4 概述了微生物降解微塑料的主要過程。塑料廢物一旦進入水環(huán)境，大顆粒的塑料首先碎片化形成微塑料或納米塑料，微生物附著定殖在塑料表面形成微塑料圈，這個過程受到各種生物和非生物因素的影響[72]。Lobelle等[83]研究發(fā)現，生物膜可顯著降低微塑料的疏水性和浮力，有利于水中微塑料的降解。定殖后，這些微生物通過分泌胞內酶和胞外酶進行降解，酶作用在聚合物側鏈或化學基團中，促進微塑料碳鏈裂解[84]。降解產物高度依賴于反應條件，在有氧條件下微塑料分解產生CO2和H2O，而缺氧條件則生成CH4。

利用生物降解環(huán)境中的微塑料是一種低碳環(huán)保的方式。目前，塑料生物降解研究最廣泛的細菌群是假單胞菌。Balasubramanian 等[85]經過篩選富集出可有效降解HDPE 微塑料的假單胞菌，在培養(yǎng)30 d 后，HDPE 失重率可達15%。傅里葉變換紅外光譜顯示，酮羰基指數、酯羰基指數和乙烯基指數升高，表明假單胞菌株成功降解HDPE 微塑料。此外，Yang 等[86]從黃粉蟲腸道中成功分離出降解PS 微塑料的細菌菌株YT2，該菌株在60 d 培養(yǎng)期內降解了7.4%±0.4%的PS 微塑料。上述結果表明，自然界中存在具有能夠降解微塑料的細菌，這為無害化處理微塑料提供了更好的途徑。

4.3.2 膜生物反應器

膜生物反應器（MBR）是一種生物處理與膜分離相結合的技術。該技術不僅可有效地處理和回用廢水，而且節(jié)省空間，減少污泥的產生。目前，已有研究表明MBR 可去除廢水中的微塑料。Lares 等[73]采用淹沒式MBR+UF 組合去除微塑料，發(fā)現去除率高達99.4%。同樣，Li 等[69]研究了MBR 對聚氯乙烯微塑料（<5 μm）的去除率，結果表明MBR 尾水中幾乎沒有檢測到微塑料。但MBR 存在膜易堵塞、污染等問題，會導致去除率大幅降低。

4.3.3 活性污泥法

污水處理廠常用的活性污泥法也可去除部分微塑料。通過改變微塑料疏水性能和相對密度，結合污泥吸附、聚集或生物降解，促使微塑料沉淀到底泥中[74]。研究發(fā)現，較大的污泥濃度、較長水力停留時間可提高微塑料的去除率。活性污泥法只是將微塑料富集在底泥中，由于目前底泥處理手段仍以填埋為主，可能導致微塑料污染隨底泥轉移，未從根本上解決微塑料污染問題。

5 結語

水環(huán)境中微塑料來源廣泛，可通過直接攝入或食物鏈傳遞等在水生生物體中積累，進而對水生態(tài)安全和人體健康造成潛在威脅。目前借助光學顯微鏡、傅里葉變換紅外光譜、拉曼光譜、X 射線熒光光譜等方法可較好地了解微塑料的組成與性質，但由于微塑料呈顆粒態(tài)、小粒徑、不規(guī)則形狀，已有檢測方法很難精確分析微塑料的濃度及數量豐度，相應的精準溯源研究不足。單一的物理（吸附、膜過濾、沉降）、化學（混凝沉淀、光催化）或生物法可在一定程度上有效去除微塑料，但由于微塑料是一種新污染物，缺乏系統(tǒng)性的相關去除機理研究，未來對水中微塑料的環(huán)境污染和風險研究還應著重考慮以下幾方面：1）構建定量分析模型，結合時間趨勢、流體力學、環(huán)境因素等條件，探索微塑料在水環(huán)境中的遷移轉化規(guī)律，以更好地了解微塑料的源和匯；2）研究統(tǒng)一、標準化的量化分析方法，實現微塑料檢測分析成本和效率的有機統(tǒng)一，以及微塑料數量豐度和濃度的有效轉換；3）強化微塑料復合毒性的研究，完善微塑料生態(tài)安全風險評估標準體系，研究微塑料復合毒理效應，揭示其耦合作用機制；4）開發(fā)低成本、高效率的微塑料處理新技術，如生物降解、光催化與微/納米材料吸附等單技術或多技術耦合，揭示相關作用機理，以實現水中微塑料的高效去除。