微塑料在黄河流域的污染现状与治理研究进展

摘 要：我国是世界最大的塑料制品生产和消费国，而黄河流域人口密集，其水质安全极其重要。针对黄河流域水体中微塑料，通过调研大量黄河流域微塑料污染相关文献，从微塑料的来源特征、形状与粒径、空间与季节分布特征等方面系统归纳了黄河流域微塑料污染现状，结合不同地区人口密度、地理环境和季节变化进行深入分析，进一步对比了黄河流域和国内其他主要河流微塑料污染状况，结果表明：微塑料在黄河流域的丰度整体呈现西低东高的态势，黄河流域干流微塑料粒径大部分集中在２００ μｍ 以下，黄河流域枯水期微塑料丰度大于丰水期的。此外，还系统阐述了微塑料的生物毒性及治理技术研究进展。

关键词：微塑料；毒性效应；治理技术；黄河流域

中图分类号：ＴＶ２１１．１＋ １；ＴＶ８８２．１ 文献标志码：Ａ ｄｏｉ：１０．３９６９／ ｊ．ｉｓｓｎ．１０００－１３７９．２０２４．０７．０１７

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新污染物主要包括持久性有机污染物、内分泌干扰物、抗生素、微塑料等。２０２２ 年国务院印发了《新污染物治理行动方案》，在黄河、长江等流域和重点饮用水水源地周边等开展新污染物治理试点。与传统污染物相比，新污染物结构复杂、种类繁多、分布广泛，具有环境持久性、生物累积性、长距离迁移性等特点，新污染物常规管控效率不高，污染控制难度大。

新污染物中的微塑料主要来自于塑料的大量生产和广泛使用。全球塑料生产量已从２００９ 年的２．５０ 亿ｔ 增长到２０２０ 年的３．６７ 亿ｔ，我国是世界最大的塑料制品生产和消费国，塑料制品产量约占全球总量的２６％［１］ 。然而，全球范围内可以循环使用的塑料仅占６％～２６％［２］ ，大量塑料被置于垃圾填埋场或留存于环境中，破碎、分解后的微塑料在环境中蓄积，通过侵蚀、地表径流等形式迁移至江河湖海，造成微塑料污染。微塑料类污染物最早由Ｅｄｗａｒｄ 等［３］ 在新格兰南部沿海地区发现，随后Ｊｏｈｎ 等［４］ 和Ｎｅｅｌａｖａｎｎａｎ 等［５］ 在大西洋、喜马拉雅山、南北极等地区相继检测到微塑料，并且在动植物和人体血液样本中也检出了微塑料，因此微塑料类新污染物的研究受到了极大关注。中国人口基数大，缺乏对塑料垃圾的严格监管与有效处理，微塑料污染状况不容乐观。黄河作为我国第二大河、世界第六大河，自西向东贯穿九省（区），流域范围内人口密集，其水质安全极其重要。本文从微塑料的来源特征、污染现状、毒理效应及治理技术等方面开展黄河流域微塑料污染现状与治理研究综述，以期为黄河流域微塑料类新污染的检测、管控与治理提供科学支撑。

１ 微塑料的来源特征

环境中微塑料的主要来源包括废弃农膜、工业生产和日常生活所产生的塑料垃圾，及其经由机械磨损、ＵＶ 老化、风化和降解之后形成的微塑料颗粒。黄河流域水体中微塑料的来源主要包括：生产生活产生的塑料固体废弃物，塑料用品、化妆品、日用清洁剂中的塑料微珠，水上娱乐设施塑料漂浮装置的磨损与老化，陈旧和废弃水产养殖设施和工具，工业生产活动中的溢油，农业废弃棚膜和地膜［６］ 等，见图１。

微塑料根据其生成机制可以分为初生微塑料和次生微塑料两大类［７］ 。初生微塑料指其本身存在的初始形态就是小粒径微塑料，这些小粒径微塑料未能经污水处理厂去除或直接由初生微塑料厂排入水环境，如含有微塑料颗粒的化妆品、洗护用品或作为工业原料的塑料颗粒和树脂颗粒。次生微塑料是初始粒径较大的塑料垃圾经过一系列物理、化学和生物反应后，塑料体分裂导致体积缩小而形成小粒径塑料颗粒［８］ 。

２ 黄河流域微塑料污染现状

２．１ 黄河流域微塑料形状与粒径特征

微塑料根据形状不同可以分为纤维、絮团、颗粒、碎片、小球、薄膜和泡沫等，黄河上中下游检出的不同形状微塑料占比见图２［９－１１］ 。黄河上游乌梁素海检出的微塑料以纤维为主［１２］ 。山东半岛黄河下游河口附近地表水中微塑料以纤维、碎片和颗粒为主，其中纤维占比９０％以上［１１，１３］ 。由图２ 可以看出，黄河流域不同河段微塑料形状不同，各形状在不同流域的占比也不同，但总体而言纤维和薄膜状微塑料在黄河全段的占比较大。

黄河流域常见的微塑料大部分呈透明、白色、灰白色等［１４－１５］ ，小部分呈黑色、红色、绿色、蓝色等。黄河入海口水体中纤维状微塑料多为黑色、红色或蓝色等较为鲜明的颜色，薄膜状微塑料大多为无色或透明。

黄河上流乌梁素海检出的微塑料粒径集中在２００μｍ 以下，占比约为７４．７４％［１２］ 。黄河中游渭河检出的微塑料粒径集中在１００ μｍ 以下，其中５０ μｍ 以下占比最大，占４０．８％～６８．８％［１０］ 。黄河入海口处微塑料与其他河段相比直径偏大，微塑料粒径为２０７．６～８０８ ７．８ μｍ，其中粒径２００～３ ０００ μｍ 的微塑料占比为９３．０％［１３］ 。在黄河枯水期抽取下游和入海口水样得到粒径５０～２００ μｍ 的微塑料占比分别为７７．６６％、６７．９５％，丰水期黄河口微塑料粒径为５０～２００ μｍ 的占比高达９２．９５％［９］ 。

２．２ 黄河流域微塑料分布特征

２．２．１ 黄河流域微塑料的空间分布特征

不同河段的地势不同、河宽不同造成水流速度不同，微塑料的迁移、聚集程度不一，因此黄河流域微塑料的丰度呈现较大的空间分布差异。黄河流域中游渭河地表水微塑料丰度为３ ６７０～１０ ７００ ｎ／ ｍ３［１０］ ，渭河关中段微塑料丰度为２ ９６０～１０ ３２０ ｎ／ ｍ３［１６］ 。黄河主河道沉积物中微塑料丰度为１５ ０００～６１５ ０００ ｎ／ ｍ３，其中上游沉积物中微塑料丰度约为４３ ５７０ ｎ／ ｍ３，中游约为５４ ２９０ ｎ／ ｍ３，下游约为２７３ ７５０ ｎ／ ｍ３［１７］ ，即微塑料在黄河流域丰度整体呈现西低东高的态势。这种空间差异存在的原因，一方面是上游和中游河水中的塑料易随着水流向下游迁移，造成在下游聚集；另一方面下游沿海城市经济相对发达、城镇化程度较高、人口密度较大，生产生活产生大量微塑料难以被市政污水处理系统去除，导致黄河下游微塑料丰度升高。此外，黄河支流中的微塑料丰度高于干流的，其原因可能是支流人口密度大于干流的。

２．２．２ 黄河流域微塑料季节分布特征

通过对黄河口表层水体微塑料主要形态的研究发现，微塑料在不同季节的分布不同。黄河河口微塑料丰度在丰水期、枯水期分别为６５４ ０００、９３０ ２００ ｎ／ ｍ３，枯水期微塑料丰度大于丰水期的，其原因可能是，枯水期河流流量下降，微塑料的污染稀释速度下降。Ｈａｎ等［１１］ 研究黄河下游近海口发现，干湿季节微塑料丰度平均值分别为９３０ ０００、４９７ ０００ ｎ／ ｍ３，枯水期微塑料丰度普遍高于丰水期的，黄河近海口区域表层水体中微塑料丰度随着与入海口距离的减小呈线性下降趋势，不同河段、不同季节微塑料污染分布可能是影响地表水中微塑料丰度的主要原因。

２．３ 不同流域微塑料丰度对比

为了更清晰地探究黄河流域微塑料的丰度状况，对比黄河、长江、珠江不同河流微塑料的丰度，见表１。黄河微塑料在不同河段丰度不同，同一河段不同水样监测点丰度也存在较大差异。黄河上游乌梁素海微塑料丰度（１ ０５０～１４ ２１０ ｎ／ ｍ３ ）与人口密度较大的三峡水库的微塑料丰度接近［１２］ 。其可能原因是，微塑料通过大气循环和水循环进入了乌梁素海。黄河流域与其他水系相比，微塑料丰度总体偏大。在微塑料粒径检测范围≥７５ μｍ 的条件下，黄河中游渭河检出的微塑料丰度为３ ６７０～１０ ７００ ｎ／ ｍ３，长江中游汉江地表水微塑料丰度为４ ４６７～８ ４００ ｎ／ ｍ３，长江中游丹江口水库的微塑料丰度为１ ６０８～３２ ４６６ ｎ／ ｍ３，长江中游丹江口水库支流微塑料丰度为１ １４１～ ９ ００１ ｎ／ ｍ３，可以看出黄河中游微塑料平均丰度高于长江中游汉江的，低于长江中游丹江口水库的，而与长江中游丹江口水库支流的接近。黄河流域微塑料污染与汉江和丹江口水库支流相比较为严重。其原因可能是黄河流域所涉范围广，流域内居住人口密集，有更多的塑料污染物汇入，在黄河聚集，难以降解稀释。与珠江相比，黄河部分水域微塑料丰度显著高于珠江的，原因可能是，相对于其他水域黄河泥沙含量大，塑料进入黄河后在水流作用下加快了自身的破碎、裂解，从而导致黄河水域微塑料丰度高于其他水域的。

３ 微塑料的毒理效应

３．１ 微塑料对生物的危害

微塑料在环境中长期存在，不但对生态环境造成影响，而且通过生态圈和食物链对植物、动物和人体产生不良影响，诱发炎症、产生生殖毒性、基因与遗传毒性等。从分子水平上通过研究微塑料对黄河鲤鱼幼鱼生长发育、抗氧化反应和免疫功能的影响发现，微塑料影响鲤鱼幼鱼性腺和组织形成过程中正常的基因表达，对幼鱼的性腺发育产生抑制，影响其正常生长［２３］ 。Ｗｒｉｇｈｔ 等［２４］ 研究表明微塑料会使机体发生炎症反应，不同尺寸微塑料会造成吸附的化学污染物转移、破坏肠道微生物群落结构等。Ｌｅｉ 等［２５］ 研究发现水体中存在的微塑料能够增加斑马鱼和秀丽隐杆线虫的氧化应激。Ａｕ 等［２６］ 研究发现，美洲钩虾的死亡率与微塑料丰度表现出显著的剂量作用关系，美洲钩虾死亡率随微塑料丰度增大而上升。

３．２ 微塑料对人体的危害

微塑料可以通过呼吸道、消化道和皮肤接触等方式进入人体，已有研究在人体排泄物、血液系统、呼吸系统、消化系统和生殖系统的样本中检测出微塑料。进入人体的微塑料可能穿透血脑屏障在大脑积累造成神经毒性、影响肝脏代谢、造成肠胃炎症、阻滞宫内胎盘发育以及对呼吸道造成恶性炎症等［２７］ 。Ｚｈａｎｇ等［２８］ 检测１８ ～２５ 岁男性粪便发现，被试者粪便样品中均有微塑料，对其进行分析发现微塑料以ＰＰ 和ＰＥＴ 为主。Ｖｉａｎｅｌｌｏ 等［２９］ 通过构建模型计算出一个成年男性在不进行剧烈运动只维持体征活动的２４ ｈ 内能够吸入２７２ 个微塑料，这些微塑料可能到达人体肺部并沉积体内。微塑料能够作为载体，为微生物提供生长附着点，诱导机体产生疾病。

３．３ 微塑料复合污染的毒理效应

微塑料除其自身具有生物毒性外，由于微塑料粒径小、比表面积大且疏水性高［２３］ ，因此进入环境中还可以作为载体吸附、富集其他污染物，能够与一种或多种污染物吸附从而产生更为复杂的复合污染。研究发现微塑料可吸附多溴联苯醚、多氯联苯、有机氯农药、多环芳烃、双酚Ａ（ＢＰＡ）、石油烃等疏水性有机污染物［３０］ ，从而具有复合毒性，对环境产生持久影响。根据与微塑料形成复合污染的主要污染物的来源，复合污染分为外源性复合污染和内源性复合污染，见图３，其中外源性复合污染主要包括微塑料与持久性有机污染物、微塑料与重金属、微塑料与有机污染物的复合污染，内源性复合污染则指微塑料经过老化、磨损后与自身或环境中的增塑剂形成复合污染［３１］ 。

微塑料与其他污染物的复合会对生物体造成一系列损害，包括氧化应激、能量代谢毒性、生长发育毒性、行为毒性、器官毒性、免疫毒性、神经毒性、基因及遗传毒性和急性毒性等，危害生物体健康［３２－３３］ 。针对微塑料与双酚Ａ 对黄河鲤鱼联合暴露的慢性毒性效应研究发现，黄河鲤鱼的鳃、肝、肠、脑等组织会产生炎性细胞浸润、组织空泡化、肝细胞排列稀疏、肠黏膜层杯状细胞数量减少、脑组织内神经纤维排列疏松等病变［３４］ 。Ｙｏｋｏｔａ 等［３５］ 研究发现，在水生环境中微塑料和双酚Ａ 的复合毒性可以显著改变米卡达鱼的性别比例， 这表明生物体的内分泌受到干扰。Ｂａｒｂｏｚａ等［３６］ 研究微塑料和汞（Ｈｇ）对欧洲鲈鱼幼鱼的短期毒性发现，微塑料与Ｈｇ 复合会产生严重复合毒性，使鲈鱼大脑和肌肉中累积更多Ｈｇ，发生氧化应激、肝脏损伤，进而引发更为严重的神经毒性和氧化损伤。

４ 微塑料污染的治理技术

４．１ 生物降解

１）微生物降解。微生物群落可以对微塑料的降解起到一定程度的促进作用，筛选、培养出特定的菌群能够对微塑料降解达到良好的效果［３７］ 。微生物降解微塑料的原理是微生物对微塑料的碳链进行改性从而达到降解的目的［３８］ 。真菌菌丝可以牢固地附着在微塑料表面，通过促进微塑料中羰基、羧基和酯基等化学键的形成来降低微塑料的疏水性， 使微塑料降解［３７，３９］ 。Ｄｏｂｒｅｔｓｏｖ 等［４０］ 发现单一细菌群落降解有机化合物会导致抑制微生物生长的毒副产物增加，而多种真菌和细菌组成的混合菌群则可以减缓这种毒副作用，从而增强对微塑料的降解。Ｓｋａｒｉｙａｃｈａｎ 等［４１］ 从塑料垃圾中筛选出了降解微塑料的最佳菌群，对比单一菌群对微塑料的降解效率，多种菌群的组合对微塑料的降解效率更高。

２）动物降解。底栖动物、无脊椎动物和昆虫通过自身的生命活动或吞食消化微塑料，能够产生一定程度的微塑料降解效果［４２］ 。某些特定动物通过采食、爬行、筑穴等生物扰动作用改变微塑料的物理和化学性质，使微塑料颗粒物更易被分解。Ａｍｏｂｏｎｙｅ 等［３８］ 通过研究发现蚯蚓幼虫能够吞食环境中的微塑料，这些被摄食的微塑料作为碳源可以被蚯蚓幼虫体内相应的微生物降解。Ｗａｎｇ 等［４３］ 通过试验证明，大型无脊椎动物如蠕虫、小型甲虫和蜗牛等可以摄入微塑料。刘鑫蓓等［４４］ 研究发现昆虫也能同底栖动物和无脊椎动物一样，将微塑料摄入体内作为可吸收利用的大分子碳源，从而降解微塑料。昆虫及其幼虫胃肠道存在可以降解微塑料的细菌群落，如黄粉虫、大麦虫和蜡螟幼虫等可以采食微塑料，从而降解微塑料［４５］ 。

４．２ 化学降解

１）高级氧化法。高级氧化工艺（ＡＯＰｓ）是指通过产生活性氧（ＲＯＳ）使水体中的持久性有机污染物降解为低毒或无毒的小分子物质，或者直接降解为ＣＯ２ 和Ｈ２Ｏ。ＡＯＰｓ 所产生的活性氧，如硫酸根自由基和羟基自由基，相对于普通氢电极具有更高的氧化还原电势，可以增强微塑料的氧化［４６］ 。Ｋａｎｇ 等［４７］ 通过研究碳化锰纳米颗粒（Ｍｎ＠ ＮＣＮＴｓ）发现，Ｍｎ＠ ＮＣＮＴｓ 可以通过辅助水热的方式去除５０％的微塑料。过硫酸盐或过氧化氢通过硫酸根自由基或羟基自由基等强氧化性基团降解和矿化微塑料，对微塑料降解更快速、高效，同时可产生藻类生长所需的碳源物质，但目前过氧化物氧化降解微塑料仍停留在试验阶段。

２）光催化。自然环境中，光照能够使塑料碎片氧化老化，但自然降解速度慢、效率低，引入光催化剂可以加速微塑料的降解［４８］ 。水中的光催化剂可以分为单组分光催化剂、复合光催化剂和光催化微机器人［４９］ 。二氧化钛（ＴｉＯ２ ）的形态和结构决定了其在光催化降解过程中的良好性能，因此ＴｉＯ２是最常见的单组分光催化剂。Ｄｏｍíｎｇｕｅｚ－Ｊａｉｍｅｓ 等［５０］ 用阳极氧化法分别制备了阻挡层结构、纳米管状以及混合状态的ＴｉＯ２，其中混合状态的最窄带隙多层结构表现出最佳的光生载流子转移和分离，提高了纳米级聚苯乙烯（ＰＳ－ＮＰ）的光降解效率。

５ 结束语

黄河流域的微塑料污染在不同季节、不同河段呈现出差异性污染特征，部分支流污染状况较为严重。微塑料在黄河流域的丰度整体呈现西低东高的态势，黄河流域干流微塑料粒径大部分集中在２００ μｍ 以下。地表水的微塑料污染丰度随季节变化较为明显，呈现出枯水季高于丰水季的特征。微塑料经由不同的途径进入水体，对水体的生态系统、水生物的生长繁殖以及人体的健康都产生了复杂的影响，然而微塑料毒性机制在食物链中传递和富集的具体状况尚未有定论。此外，对水体中微塑料的污染仍缺乏规范的检测方法。因此，针对黄河流域微塑料类新污染物的控制需要从法律法规、环境基准、检测技术、降解技术等方面进行改进与研发，结合国家政策因地制宜进行微塑料污染管控与治理。

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ｌｕｔａｎｔｓ Ｃａｒｒｉｅｄ ｂｙ Ｓｙｎｔｈｅｔｉｃ Ｐｏｌｙｍｅｒｓ ｉｎ ｔｈｅ Ｏｃｅａｎ Ｅｎｖｉ⁃

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ｏｆ Ｐｌａｓｔｉｃ Ｐａｒｔｉｃｌｅｓ ｏｎ Ｍｕｓｓｅｌｓ ａｒｅ Ｍｅｄｉａｔｅｄ ｂｙ Ｆｏｏｄ Ｐｒｅｓ⁃

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Ｐｌａｎｋｔｉｖｏｒｏｕｓ Ｒｅｅｆ Ｆｉｓｈ （Ａｃａｎｔｈｏｃｈｒｏｍｉｓ Ｐｏｌｙａｃａｎｔｈｕｓ）［Ｊ］．

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ｐｈｅｎｏｌ ａ ｏｎ ｔｈｅ Ｅａｒｌｙ Ｌｉｆｅ Ｓｔａｇｅ ｉｎ Ｊａｐａｎｅｓｅ Ｍｅｄａｋａ（Ｏｒｙ⁃

ｚｉａｓ Ｌａｔｉｐｅｓ）［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ，

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［３６］ ＢＡＲＢＯＺＡ Ｌ Ｇ Ａ，ＶＩＥＩＲＡ Ｌ Ｒ，ＢＲＡＮＣＯ Ｖ，ｅｔ ａｌ．Ｍｉｃｒｏ⁃

ｐｌａｓｔｉｃｓ Ｃａｕｓｅ Ｎｅｕｒｏｔｏｘｉｃｉｔｙ，Ｏｘｉｄａｔｉｖｅ Ｄａｍａｇｅ ａｎｄ Ｅｎｅｒｇｙ⁃

Ｒｅｌａｔｅｄ Ｃｈａｎｇｅｓ ａｎｄ Ｉｎｔｅｒａｃｔ ｗｉｔｈ ｔｈｅ Ｂｉｏａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ ｏｆ

Ｍｅｒｃｕｒｙ ｉｎ ｔｈｅ Ｅｕｒｏｐｅａｎ Ｓｅａｂａｓｓ， Ｄｉｃｅｎｔｒａｒｃｈｕｓ Ｌａｂｒａｘ

（Ｌｉｎｎａｅｕｓ， １７５８） ［ Ｊ］． Ａｑｕａｔｉｃ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ， ２０１８， １９５：

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［３７］ ＹＵＡＮ Ｊ Ｈ，ＭＡ Ｊ，ＳＵＮ Ｙ Ｒ，ｅｔ ａｌ．Ｍｉｃｒｏｂｉａｌ Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ

ａｎｄ Ｏｔｈｅｒ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ａｓｐｅｃｔｓ ｏｆ Ｍｉｃｒｏｐｌａｓｔｉｃｓ／ Ｐｌａｓｔｉｃｓ

［Ｊ］．Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０２０，７１５：１３６９６８．

［３８］ ＡＭＯＢＯＮＹＥ Ａ，ＢＨＡＧＷＡＴ Ｐ，ＳＩＮＧＨ Ｓ，ｅｔ ａｌ．Ｐｌａｓｔｉｃ Ｂｉｏ⁃

ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ：Ｆｒｏｎｔｌｉｎｅ Ｍｉｃｒｏｂｅｓ ａｎｄ Ｔｈｅｉｒ Ｅｎｚｙｍｅｓ［Ｊ］．Ｓｃｉ⁃

ｅｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２０２０，７５９：１４３５３６．

［３９］ ＳÁＮＣＨＥＺ Ｃ．Ｆｕｎｇａｌ Ｐｏｔｅｎｔｉａｌ ｆｏｒ ｔｈｅ Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｏｆ Ｐｅｔｒｏ⁃

ｌｅｕｍ⁃Ｂａｓｅｄ Ｐｏｌｙｍｅｒｓ：Ａｎ Ｏｖｅｒｖｉｅｗ ｏｆ Ｍａｃｒｏ⁃ａｎｄ Ｍｉｃｒｏ⁃

ｐｌａｓｔｉｃｓ Ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ Ａｄｖａｎｃｅｓ，２０２０，

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［４０］ ＤＯＢＲＥＴＳＯＶ Ｓ，ＡＢＥＤ Ｒ Ｍ，ＴＥＰＬＩＴＳＫＩ Ｍ Ｍ．Ｍｉｎｉ⁃Ｒｅｖｉｅｗ：

Ｉｎｈｉｂｉｔｉｏｎ ｏｆ Ｂｉｏｆｏｕｌｉｎｇ ｂｙ Ｍａｒｉｎｅ Ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ［Ｊ］．Ｂｉｏｆｏｕｌ⁃

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［４１］ ＳＫＡＲＩＹＡＣＨＡＮ Ｓ，ＭＡＮＪＵＮＡＴＨＡ Ｖ，ＳＵＬＴＡＮＡ Ｓ，ｅｔ ａｌ．

Ｎｏｖｅｌ Ｂａｃｔｅｒｉａｌ Ｃｏｎｓｏｒｔｉａ Ｉｓｏｌａｔｅｄ ｆｒｏｍ Ｐｌａｓｔｉｃ Ｇａｒｂａｇｅ

Ｐｒｏｃｅｓｓｉｎｇ Ａｒｅａｓ Ｄｅｍｏｎｓｔｒａｔｅｄ Ｅｎｈａｎｃｅｄ Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｆｏｒ

Ｌｏｗ Ｄｅｎｓｉｔｙ Ｐｏｌｙｅｔｈｙｌｅｎｅ ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ

Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ Ｒｅｓｅａｒｃｈ，２０１６，２３（１８）：１８３０７－１８３１９．

［４２］ 梁津铭，李杰，王亚娥．人工湿地去除水环境微塑料研究

进展［Ｊ］．应用化工，２０２２，５１（１２）：３６２５－３６２９，３６３３．

［４３］ ＷＡＮＧ Ｑ Ｔ，ＨＥＲＮÁＮＤＥＺ⁃ＣＲＥＳＰＯ Ｃ，ＳＡＮＴＯＮＩ Ｍ，ｅｔ

ａｌ．Ｈｏｒｉｚｏｎｔａｌ Ｓｕｂｓｕｒｆａｃｅ Ｆｌｏｗ Ｃｏｎｓｔｒｕｃｔｅｄ Ｗｅｔｌａｎｄｓ ａｓ Ｔｅｒ⁃

ｔｉａｒｙ Ｔｒｅａｔｍｅｎｔ：Ｃａｎ Ｔｈｅｙ ｂｅ ａｎ Ｅｆｆｉｃｉｅｎｔ Ｂａｒｒｉｅｒ ｆｏｒ Ｍｉｃｒｏ⁃

ｐｌａｓｔｉｃｓ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ？ ［Ｊ］．Ｓｃｉｅｎｃｅ ｏｆ ｔｈｅ Ｔｏｔａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，

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［４４］ 刘鑫蓓，董旭晟，解志红，等．土壤中微塑料的生态效应

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究进展［ Ｊ］． 应用与环境生物学报， ２０２０， ２６ （ ６）：

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［４６］ ＨＡＯ Ｓ Ｍ，ＱＵ Ｊ，ＺＨＵ Ｚ Ｓ，ｅｔ ａｌ．Ｈｏｌｌｏｗ Ｍａｎｇａｎｅｓｅ Ｓｉｌｉｃａｔｅ

Ｎａｎｏｔｕｂｅｓ ｗｉｔｈ Ｔｕｎａｂｌｅ Ｓｅｃｏｎｄａｒｙ Ｎａｎｏｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓ ａｓ Ｅｘ⁃

ｃｅｌｌｅｎｔ Ｆｅｎｔｏｎ⁃Ｔｙｐｅ Ｃａｔａｌｙｓｔｓ ｆｏｒ Ｄｙｅ Ｄｅｃｏｍｐｏｓｉｔｉｏｎ ａｔ

Ａｍｂｉｅｎｔ Ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ［Ｊ］．Ａｄｖａｎｃｅｄ Ｆｕｎｃｔｉｏｎａｌ Ｍａｔｅｒｉａｌｓ，

２０１６，２６（４０）：７３３４－７３４２．

［４７］ ＫＡＮＧ Ｊ，ＺＨＯＵ Ｌ，ＤＵＡＮ Ｘ Ｇ，ｅｔ ａｌ．Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｏｓｍｅｔｉｃ

Ｍｉｃｒｏｐｌａｓｔｉｃｓ Ｖｉａ Ｆｕｎｃｔｉｏｎａｌｉｚｅｄ Ｃａｒｂｏｎ Ｎａｎｏｓｐｒｉｎｇｓ［Ｊ］．Ｍａｔ⁃

ｔｅｒ，２０１９，１（３）：７４５－７５８．

［４８］ 周丽，Ａｂｄｅｌｋｒｉｍ Ｙ，姜志国，等．微塑料：生物效应、分析和降

解方法综述［Ｊ］．化学进展，２０２２，３４（９）：１９３５－１９４６．

［４９］ 钟宛真，单斌，谭伟强，等．水中微塑料光催化处理的进

展［Ｊ］．精细化工，２０２３，４０（６）：１１７６－１１８６．

［５０］ ＤＯＭÍＮＧＵＥＺ⁃ＪＡＩＭＥＳ Ｌ Ｐ， ＣＥＤＩＬＬＯ⁃ＧＯＮＺÁＬＥＺ Ｅ Ｉ，

ＬＵÉＶＡＮＯ⁃ＨＩＰÓＬＩＴＯ Ｅ，ｅｔ ａｌ．Ｄｅｇｒａｄａｔｉｏｎ ｏｆ Ｐｒｉｍａｒｙ Ｎａｎ⁃

ｏｐｌａｓｔｉｃｓ ｂｙ Ｐｈｏｔｏｃａｔａｌｙｓｉｓ Ｕｓｉｎｇ Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ Ａｎｏｄｉｚｅｄ ＴｉＯ２

Ｓｔｒｕｃｔｕｒｅｓ ［ Ｊ ］． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｈａｚａｒｄｏｕｓ Ｍａｔｅｒｉａｌｓ， ２０２１，

４１３：１２５４５２．

【责任编辑 吕艳梅】