水中微塑料来源、生态毒理效应及处理技术研究进展

王成，李哲，魏健，钱锋，宋永会*

1.辽宁大学环境学院

2.中国环境科学研究院水生态环境研究所

塑料在各行各业中应用广泛，但由于其回收利用率低，产生了大量塑料垃圾。据估计，到2050 年，将有120 亿t 塑料垃圾进入自然界[1]，这些塑料垃圾经风化、侵蚀、分解，变成更为细小的塑料污染物[2]。一般将直径小于5 mm 的塑料碎片、纤维或者颗粒定义为微塑料（microplastics，MPs）。微塑料粒径小、比表面积大，颗粒表面处于亚稳定状态，相对于大块的塑料垃圾，不但容易释放本体中有毒有害物质，也更容易吸附环境介质中的有机污染物、重金属离子或病原体等[3]。目前，微塑料已经在水库、河流、湖泊、海洋甚至南极内陆冰川等地被广泛检出[4-8]，并可以通过摄食、呼吸等途径进入水生生物体内，沿着食物链在人体内富集，对水环境安全和人体健康造成较大风险[9]。

微塑料具有生物毒性、环境持久性和生物累积性等特点，且容易输移扩散，治理难度较大，是目前国内外广泛关注的新污染物之一。目前微塑料研究热点主要集中在采集分离、检测分析等方面，随着研究的深入，其生态毒性及去除技术也成为研究热点。笔者梳理分析国内外关于水环境中微塑料研究的最新进展，总结微塑料污染的分类与来源、生态毒理效应以及相关去除技术，展望未来研究前景，以期为微塑料的污染控制提供借鉴与参考。

1 微塑料的分类与来源

微塑料按照来源可分为初级微塑料和次级微塑料[10]。初级微塑料是指以微颗粒的形式直接排放到环境中的塑料，主要包括个人护理品中的助剂、添加剂，以及大块塑料制造和使用等过程中因磨损产生的微颗粒。据调查，个人护理品中微塑料助剂或添加剂的平均丰度高达2 162 粒/g，全球每年由个人护理品衍生的微塑料排放量达到1.2 万t[11]。由于磨损释放到环境中的纤维颗粒也是水环境中初级微塑料的主要来源[12]。研究表明，丙烯酸制成的纺织品用洗衣机洗涤60 min 就可以释放出（131.51±21.03）mg/kg 纤维颗粒[13]，一条轮胎从新装到报废约有10%～30%的胎面会被磨损成颗粒物[14]。次级微塑料是指进入环境中的大块塑料在外力作用下风化破碎而成的塑料微颗粒[15]，如丢弃在水体中的塑料袋在光照、潮汐、摩擦等作用下破碎而成的塑料颗粒。次级微塑料是水环境中微塑料污染的重要来源。据统计，1950 年至今约有70 亿t 废塑料进入到自然环境中[16]，这些塑料垃圾大部分输移到海洋中，最终风化成塑料颗粒。相关统计表明，陆源输入的塑料垃圾约占海洋塑料垃圾的80%[17]。另外，水产养殖中使用的渔网、浮力材料、网箱等，也是水体中次级微塑料的重要来源。据调查，在我国北部湾海水中，来自养殖浮筏脱落的聚苯乙烯（polystyrene，PS）泡沫微塑料占海洋塑料垃圾的比例高达59.8%[6]。图1 描述了水中微塑料污染的主要来源。

图1 水中微塑料污染的主要来源Fig.1 Major sources of microplastics pollution in water

2 微塑料的检测分析方法

为了系统地了解微塑料对环境的影响，需借助科学方法量化、分析水中的微塑料。作为一种新污染物，其分析检测技术仍处于探索和发展阶段，急需开发更精确的微塑料定量与定性分析新技术。目前，微塑料常用的检测分析方法主要包括以下两方面。

2.1 微塑料的分离提取

采集到的微塑料样品成分复杂，表面附有许多杂质，因此不易直接分析检测，需要进行分离提取。常用的预处理方法大致分为密度分离和氧化分离2 种。密度分离法是目前从水和泥沙混合体系中分离提取微塑料最常用的方法，即利用微塑料与水、泥沙等物质间密度差异筛选出微塑料。通过添加NaCl、NaI、KCl、KI、ZnCl2等调节水溶液的密度，改变微塑料所受浮力，促使微塑料漂浮在溶液表面[18]，实现微塑料与其他物质的分离。由于自然环境中微塑料可能会吸附在泥土、腐殖质表面，密度分离法一般会结合超声波分离技术使用，以提高分离效率[19]。由于密度分离法需要较长时间，可以结合微塑料表面疏水亲气的特性，向混合液中鼓入空气产生气泡，改变微塑料的表面状态，利用空气将微塑料带出，提高分离效率[20]。然而，目前密度分离法只能提取部分微塑料，已报道的提取方法分离效果差异较大，标准化的微塑料回收方法尚未建立，因此有必要开发一种标准化的微塑料密度分离方法。

环境中的微塑料会吸附一些天然有机化合物（natural organic matter，NOM），这些NOM 密度与微塑料密度相似，很难通过密度差异对其进行分离提取，因此常会采用氧化消解、酸消解、碱消解和酶消解等氧化分离法，先辅助去除微塑料表面的NOM[21]。氧化消解法可快速将表面的有机物消解，但会改变微塑料表面性质。当使用酸消解时，过低的pH 可能会导致微塑料部分分解[22]。同样，Hurley等[23]发现在强碱的条件下（60 ℃，10%NaOH）进行消解也会破坏微塑料表面结构。有研究表明，酶消解法可代替化学消解，温和、有效地去除微塑料表面的生物组织。Cloe 等[24]使用酶消解技术，去除了海水样品中97%以上的浮游生物，微塑料没有明显分解。由于酶消解法具有专一性强、处理成本较高等问题，限制了其广泛使用。

另外，常用的分离提取方法还有静电分离法、淘析法、磁性分离法[25]等。由于自然环境中微塑料所处的状态比较复杂，单一分离方法的提取效果往往不理想，需要组合使用上述多种分离方法。

2.2 微塑料的检测分析

微塑料检测通常分为物理表征（颜色、大小）和化学表征（组成、结构）[26]。由于微塑料在粒径、结构、颜色和聚合物种类等方面差异较大，很难采用单一的方法进行检测。表1 总结了常用分析技术的优缺点。

表1 微塑料鉴定方法及优缺点Table 1 Advantages and disadvantages of identification methods of microplastics

2.2.1 物理表征

微塑料粒径分布较宽，不同粒径的微塑料采用不同的物理表征方法。粒径为1～5 mm 的微塑料可用裸眼直接进行判别；µm 级的微塑料颗粒，可采用光学显微镜鉴别；nm 级的微塑料颗粒，则采用扫描电子显微镜（SEM）[27]鉴别。上述分析方法易受样品的分散程度和观测者的主观因素干扰，造成遗漏或错误识别，可结合荧光染色等方法进一步提升检测精度[28]。

2.2.2 化学表征

塑料是由单体聚合形成的有机大分子聚合物，其化学成分取决于单体的化学成分和聚合程度。分子光谱技术，如傅里叶变换红外光谱（FTIR）、拉曼光谱（Raman）和核磁共振谱（NMR），是检测聚合物分子键等信息的常用工具。FTIR 和Raman 通过表征微塑料特定的化学键确定其组成和丰度，从而分析微塑料的来源、输入途径等[28]。当微塑料粒径大于20 µm 时，FTIR 和Raman 准确率相似，但FTIR 不受荧光干扰，更有利于准确识别微塑料的类型；当微塑料粒径小于20 µm 时，Raman 分析的精度更高。由于微塑料成分复杂，可综合使用FTIR 和Raman 分析法以提高检测效率，降低检测成本。

聚合物的基本组成可使用元素分析仪和X 射线荧光光谱法（XRF）来确定。元素分析仪是基于样品中C、H、N、O、S 元素燃烧产物进行分析的技术。在燃烧条件下，样品中C、H、N 和 S 转化为气态燃烧产物，随后使用气相色谱进行定量分析。XRF 是一种简单、准确且无损的技术，它基于单个原子被外部能量源激发时发射特征波长，通过计算样品发出的特征X 射线谱线波长和强度进行定性定量分析[29]。XRF 检测限较低，可分析材料中微量元素种类和含量。Leistenschneider 等[30]比较分析了FTIR与XRF 在微塑料溯源的效果，发现XRF 可以通过精确分析微塑料中微量金属元素的组成与比例，实现微塑料的精准溯源。此外，X 射线光电子能谱分析（XPS）可用于检测分析微塑料元素组成和含量、化学状态、分子结构、氧化程度等[31]。

3 微塑料的生态毒理效应

微塑料毒性主要体现在2 个方面：1）微塑料在生物体累积以及自身有毒有害添加剂缓释使微塑料表现出的生态毒性；2）微塑料作为一个“微容器”，吸附各种有机物或重金属离子而表现的复合毒性[40]。

3.1 微塑料自身的生态毒性

微塑料在水环境中累积容易引发复杂的生态问题。浮游植物作为水生态系统中重要的初级生产者，对维持系统稳定起着关键作用[41]。微塑料通过改变浮游植物叶绿素含量、酶活性以及光合作用等，影响浮游植物的生长，从而对水生食物网产生较大影响[42]。微塑料粒径小、颜色多样，容易被低营养级生物摄食[43]。低营养级生物摄入微塑料后，由于体内没有相应的酶将其降解，不仅容易堵塞摄食器官和消化道，还会通过食物链传递至其他营养层，对水环境构成重大威胁[44]。另外，微塑料还会对微生物多样性和群落结构产生影响。Miao 等[45]对比微塑料基质（PE、PP）和自然基质（鹅卵石、木屑）上微生物的生长情况，结果显示，与自然基质表面的微生物相比，微塑料表面的微生物丰度和多样性相对较低。Seeley 等[46]研究同样发现，微塑料的存在改变了沉积物中微生物群落组成和氮循环，影响了各种微生物群落功能。

除了物理损伤外，被摄食的微塑料通过改变生物代谢活性、诱导氧化应激等方式，对生物内分泌系统、生殖系统产生不利影响[47]。Fackelmann 等[48]发现由于纳米塑料（nanometer microplastics，NPs）难以降解且易吸附在肠道上，增加了纳米塑料在肠道的停留时间，诱发肠道菌群失调和炎症，从而造成鱼类死亡。粒径较小的微塑料（50～200 nm）还可以突破生物屏障在性腺中积累，降低雌鱼生育能力[49]。

微塑料不仅对水生生物造成损害，还可通过食物链在人体内富集，进而影响到人类健康[47]。目前已经在人体血液、人类胎盘中发现微塑料的存在，这些微塑料的撞击和摩擦，可引起人类细胞坏死或炎症[47]。但是人体健康受多种因素耦合作用，微塑料暴露途径、累积通量、停留时间等对人体健康影响的研究还不多，目前尚无相关流行病学调查结果表明微塑料对人体健康的影响。

3.2 微塑料的复合毒理效应

微塑料因其较大的比表面积和疏水性，易与持久性有机污染物、药物与个人护理品、环境激素等有机污染物结合产生复合毒性。Rainieri等[50]发现，吸附了有机污染物（多氯联苯、全氟化合物和甲基汞）的PE 微塑料（125～250 µm）对斑马鱼的复合毒理效应比单独的微塑料暴露或有机物暴露更强，导致斑马鱼的肝脏表现出更高的空泡化。微塑料吸附有机污染物不仅会对水生动物产生危害，也会限制藻类的生长，且时间越长其影响越大[51]。另外，微塑料与重金属结合形成的复合污染物，可影响水生生物的氧化应激性或与体内活性物质超氧化物歧化酶、乙酰胆碱酯酶（acetylcholinesterase，AchE）和过氧化氢酶等产生协同毒性作用[52]。

微塑料的类型、吸附的有机物/重金属种类及吸附量、不同暴露时间对生物的综合毒性作用有所差别。有研究表明，双酚A（bisphenol A，BPA）和NPs（50 nm）共同暴露会抑制斑马鱼大脑内的AchE 的活性，这与BPA 和NPs 单独暴露均会增强AchE 活性的结论相反[53]。王燕[54]研究发现，单独暴露在微塑料的海水青鳉肠道菌群多样性和丰富度降低，而重金属和微塑料-重金属联合暴露则增加了肠道菌群的多样性和丰富度。由此可见，微塑料与污染物联合毒性对生物活性产生了影响，但这种影响并非单纯的增强或削弱。因此，关于微塑料与有机污染物或重金属的复合生态毒理效应和作用仍有待深入研究。

微塑料不仅可作为污染物的载体，还可为水中微生物提供良好的栖息环境。微生物在微塑料表面定殖，形成生物膜，生物膜为驻留细菌的生存提供了良好条件[55]。Gong 等[56]发现，在PE 微塑料上定殖的优势属中有1/2 是湖水中的潜在病原体，这些病原体随着微塑料在环境中迁移，给生态环境造成重大威胁。弧菌是一种广泛分布在水生态环境中的致病菌。2013 年，Zettler 等[57]首次报道从北大西洋收集的海洋微塑料上发现弧菌。此后，在波罗的海采集的微塑料上也发现副溶血性弧菌[58]。另外，附着在微塑料表面的微生物含有丰富的基因，由于定殖在微塑料上的微生物是高密度堆积，不同微生物之间空间接近，物质交换频繁，容易导致不同生物群落之间发生基因交流，从而产生新的病原体。

4 水中微塑料的处理技术

微塑料作为一种新污染物在不同水环境（如淡水、废水、地下水和海洋）中广泛存在，对人类健康和生态环境产生了严重的影响。因此，迫切需要研发简单、高效的去除技术以应对水环境中微塑料污染问题。微塑料难以通过自然沉淀、传统混凝等常规方式进行处理。目前常用的处理技术分为物理技术、化学技术和生物技术，现阶段主要集中在开发吸附和降解等新手段上。表2 总结了各种现有处理技术的优缺点。

表2 微塑料去除技术优缺点Table 2 Advantages and disadvantages of removal technologies of microplastics

4.1 物理技术

4.1.1 吸附法

吸附法是去除水中微塑料的主要方法之一，主要是通过不同颗粒之间的分子间相互作用，使微塑料在多孔固体或吸附剂表面积聚。处理过程使用的吸附剂多源自环境中自然可得的物质经过碳化、热解、煅烧等工艺制备，例如，活性炭、生物炭可以由椰子壳、秸秆热解、碳化制备；沸石吸附剂可以由天然沸石矿添加黏结剂、造孔剂等煅烧制备。由于活性炭、沸石等传统的吸附剂处理水环境中微塑料污染问题效果并不理想，因此，目前致力于开发高效、可重复利用的新型吸附剂。Shi 等[60]采用共沉淀法制备磁性海泡石作为介质载体，通过外加磁场吸引海泡石的同时将吸附在其表面的PE 微塑料去除。试验结果表明，当磁性海泡石与PE 质量比为4∶1，磁场强度为285.23 kA/m 时，可在600 s 内去除98.4%的PE 微塑料。这种可重复利用的磁性材料表现出优异的吸附性能，具有周期短、去除率高、回收率高等特点，高强度的磁场同时保证了磁性海泡石吸附剂在环境中的稳定性。

在吸附过程中，借助微塑料与吸附剂之间的静电相互作用、疏水作用也可达到去除微塑料的目的。Wang 等[59]采用化学交联法制备出蛋白海绵材料，借助疏水相互作用可在10 s 内吸附38%的微塑料，显示出优异的吸附潜力。除了疏水作用外，还可以通过吸附剂表面官能团与微塑料所携带官能团之间的π-π 相互作用、氢键等作用来提高吸附效率。Yuan等[75]利用三维还原氧化石墨烯（3D-RGO）与PS 微塑料之间强烈的π-π 相互作用，实现了对平均直径为5 nm 的PS 微塑料高达89%的去除率。

4.1.2 过滤法

过滤主要是借助多孔介质截留悬浮液中的物质，使微塑料与液体分离，具有能耗低、操作简便等特点。根据过滤器不同可分为颗粒过滤和膜过滤。颗粒过滤借助石英砂、玻璃珠和活性炭等介质，通过微塑料的运输和附着来截留固体颗粒。纳米微塑料的运输主要受布朗扩散控制，而粒径较大的微塑料运输主要受拦截和沉降控制。塑料颗粒的附着涉及各种力，包括范德华力、静电斥力、空间相互作用、疏水相互作用和水合力[61]。因此，具有相似润湿性、相反电荷和异质形态的微塑料颗粒由于相互作用较强，更适合于颗粒过滤。

膜分离技术主要借助压差作用，利用膜孔的大小截留水中的颗粒。根据孔径不同，可分为超滤（UF）、微滤（MF）、纳滤（NF）、反渗透（RO）和动态膜（DM）技术。膜分离技术对微塑料去除率可达到90%以上，对于粒径大于10 µm 的微塑料处理效果格外优秀[76]。膜分离技术作为一种选择性屏障，可有效去除水中有机污染物、多价离子、消毒副产物和微塑料，同时降低水的硬度。Ma 等[76]采用超滤和铝基混凝剂相结合去除饮用水中的PE 微塑料，结果表明，PE 微塑料可被完全去除。然而，当使用膜分离技术有效去除微塑料时，微塑料的沉积会导致膜污染，从而加速其他污染物对膜的协同污染作用。因此，使用膜分离技术时，必须结合预处理工艺，以防止有机物和微塑料对膜的过度污染。

4.2 化学技术

4.2.1 混凝沉淀法

混凝工艺主要使用化学混凝剂（铁盐、铝盐或其衍生物）水解产生带电离子，与废水中的微塑料或其他污染物形成絮凝体，通过沉降或过滤法去除。常用的混凝剂主要为铝基混凝剂、铁基混凝剂以及合成有机混凝剂。该工艺可在初级处理阶段有效去除废水中的微塑料。氯化铁、聚合氯化铝对PS 微塑料的去除率均在98%以上。然而，Ma 等[62]研究发现，铁基混凝剂对PE 微塑料去除率相对较低（<15%）。通过加入聚丙烯酰胺（PAM，3～15 mg/L）可显著提高PE 微塑料的去除率。Wang 等[63]研究同样表明，混凝、沉淀、砂滤等工艺去除率受微塑料形状、大小影响，其中混凝和沉淀对粒径为5～10 µm 微塑料的平均去除率较粒径为1～5 µm 的去除率高20%左右，砂滤对纤维状微塑料去除率比颗粒或碎片状微塑料去除率高10%左右。此外，环境因素也会影响混凝沉淀效果。风化在改变微塑料表面粗糙度的同时，还会影响它们与混凝剂的亲和力。有研究表明，混凝沉淀法对风化后的PE 微塑料比原始PE 微塑料去除率提高17%[77]。目前已有多项研究报道传统污水处理厂中的微塑料可通过混凝沉淀去除，但由于操作过程中微塑料去除效果不稳定，因此未来应致力于研发高效稳定的混凝剂以提高去除效果。

4.2.2 光催化法

在环境中，光降解是引发塑料降解的重要过程。塑料的光降解通常涉及太阳辐照引发的自由基反应（图2）。紫外线（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]。微塑料光催化降解机理是，当半导体材料吸收的光子能量（E）高于半导体带隙能量（Eg），价带（VB）中的电子（e-）被转移到导带（CB），在VB 中产生具有高氧化能力的空穴（h+），形成光生e--h+，e--h+与O2或H2O 反应生成活性氧[78]，这些反应物种最终攻击微塑料并导致聚合链断裂、分解和交联，加速塑料制品的降解过程。

图2 微塑料光催化降解一般机理Fig.2 General mechanism of photocatalytic degradation of microplastics

光催化降解过程中，TiO2和 ZnO 是常用的光催化剂。TiO2作为半导体与光子轰击产生带正电的空穴，随后与H2O 反应生成羟基自由基（•OH），将吸附在半导体表面的微污染物矿化为CO2和H2O[79]。当使用多孔TiO2半导体光催化降解高密度聚乙烯（HDPE）微塑料时，在可见光照射18 h 后，微塑料质量损失率约为6.4%[64]。上述反应过程中，借助光诱导产生的空穴和电子、超氧化物（•）和 •OH 参与光降解，导致微塑料中的C—C 裂解。经过光降解后，微塑料的形态及理化性质发生显著变化。Tofa等[80]使用ZnO 纳米棒对低密度聚乙烯（LDPE）微塑料进行可见光催化降解，结果显示，微塑料表面起皱，出现大量空腔和裂缝，导致LDPE 微塑料脆性增加。使用光催化TiO2微电极也产生类似效果[81]。因此，光催化降解技术可以有效减少微塑料污染。

4.2.3 电絮凝法

电絮凝作为一种成熟的电化学技术，也被应用于水中微塑料的去除。电絮凝是一个复杂的过程，金属电极在电场存在的情况下失去电子生成金属阳离子[82]，从离子产生到絮凝体形成分3 个阶段：1）在电场作用下，金属在阳极产生电子，形成微絮凝剂，即Al3+或Fe3+氢氧化物；2）混凝剂使水中悬浮颗粒和胶体污染物失稳；3）微絮凝剂与污染物颗粒胶体形成微絮凝体。在此基础上，Shen 等[82]采用电絮凝技术处理废水中不同类型和形状的微塑料〔颗粒微塑料(PE、聚甲基丙烯酸甲酯)、纤维微塑料(醋酯纤维、PP)〕。结果表明，在pH 为3～10 时，电絮凝对4 种微塑料的去除率均达到82%以上。图3 为电絮凝去除微塑料的机理。首先通过阳极溶解产生Al3+和Fe3+，随着反应过程中pH 的增加，Al3+和Fe3+与阴极产生的OH-反应生成不同的氢氧化物。在此过程中利用其吸附架桥和网捕卷扫等作用，将水中的微塑料吸附、共沉淀。另外，阴极产生的H2微气泡也可将一些絮凝体或团聚体拖到表面，通过溢出或撇除达到去除微塑料的目的。

图3 电絮凝法去除水中微塑料的机理Fig.3 Mechanism of removal of microplastics in water by electrocoagulation

4.3 生物技术

生物技术借助自然界中的微生物降解微塑料并将其转化为无害的小分子物质。该技术具有操作简单、环保清洁、灵活性强、运行成本低、相对安全等优点。目前用于水中微塑料处理的生物技术主要包括生物降解、膜生物反应器以及活性污泥法。

4.3.1 生物降解

生物降解主要分为生物膜的形成、生物降解、生物破碎以及矿化作用4 个过程[71]。图4 概述了微生物降解微塑料的主要过程。塑料废物一旦进入水环境，大颗粒的塑料首先碎片化形成微塑料或纳米塑料，微生物附着定殖在塑料表面形成微塑料圈，这个过程受到各种生物和非生物因素的影响[72]。Lobelle等[83]研究发现，生物膜可显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，这些微生物通过分泌胞内酶和胞外酶进行降解，酶作用在聚合物侧链或化学基团中，促进微塑料碳链裂解[84]。降解产物高度依赖于反应条件，在有氧条件下微塑料分解产生CO2和H2O，而缺氧条件则生成CH4。

利用生物降解环境中的微塑料是一种低碳环保的方式。目前，塑料生物降解研究最广泛的细菌群是假单胞菌。Balasubramanian 等[85]经过筛选富集出可有效降解HDPE 微塑料的假单胞菌，在培养30 d 后，HDPE 失重率可达15%。傅里叶变换红外光谱显示，酮羰基指数、酯羰基指数和乙烯基指数升高，表明假单胞菌株成功降解HDPE 微塑料。此外，Yang 等[86]从黄粉虫肠道中成功分离出降解PS 微塑料的细菌菌株YT2，该菌株在60 d 培养期内降解了7.4%±0.4%的PS 微塑料。上述结果表明，自然界中存在具有能够降解微塑料的细菌，这为无害化处理微塑料提供了更好的途径。

4.3.2 膜生物反应器

膜生物反应器（MBR）是一种生物处理与膜分离相结合的技术。该技术不仅可有效地处理和回用废水，而且节省空间，减少污泥的产生。目前，已有研究表明MBR 可去除废水中的微塑料。Lares 等[73]采用淹没式MBR+UF 组合去除微塑料，发现去除率高达99.4%。同样，Li 等[69]研究了MBR 对聚氯乙烯微塑料（<5 µm）的去除率，结果表明MBR 尾水中几乎没有检测到微塑料。但MBR 存在膜易堵塞、污染等问题，会导致去除率大幅降低。

4.3.3 活性污泥法

污水处理厂常用的活性污泥法也可去除部分微塑料。通过改变微塑料疏水性能和相对密度，结合污泥吸附、聚集或生物降解，促使微塑料沉淀到底泥中[74]。研究发现，较大的污泥浓度、较长水力停留时间可提高微塑料的去除率。活性污泥法只是将微塑料富集在底泥中，由于目前底泥处理手段仍以填埋为主，可能导致微塑料污染随底泥转移，未从根本上解决微塑料污染问题。

5 结语

水环境中微塑料来源广泛，可通过直接摄入或食物链传递等在水生生物体中积累，进而对水生态安全和人体健康造成潜在威胁。目前借助光学显微镜、傅里叶变换红外光谱、拉曼光谱、X 射线荧光光谱等方法可较好地了解微塑料的组成与性质，但由于微塑料呈颗粒态、小粒径、不规则形状，已有检测方法很难精确分析微塑料的浓度及数量丰度，相应的精准溯源研究不足。单一的物理（吸附、膜过滤、沉降）、化学（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，但由于微塑料是一种新污染物，缺乏系统性的相关去除机理研究，未来对水中微塑料的环境污染和风险研究还应着重考虑以下几方面：1）构建定量分析模型，结合时间趋势、流体力学、环境因素等条件，探索微塑料在水环境中的迁移转化规律，以更好地了解微塑料的源和汇；2）研究统一、标准化的量化分析方法，实现微塑料检测分析成本和效率的有机统一，以及微塑料数量丰度和浓度的有效转换；3）强化微塑料复合毒性的研究，完善微塑料生态安全风险评估标准体系，研究微塑料复合毒理效应，揭示其耦合作用机制；4）开发低成本、高效率的微塑料处理新技术，如生物降解、光催化与微/纳米材料吸附等单技术或多技术耦合，揭示相关作用机理，以实现水中微塑料的高效去除。