摘要 由于环境问题，微塑料 (MPs) 受到越来越多的关注。如今，它们在生态系统中无处不在，研究表明，它们的起源主要是陆地。污水处理厂 (wwtps) 是水体中微塑料，尤其是纤维的主要来源。本综述的重点是了解微塑料在废水处理过程中的演变和命运，目的是确定先进的技术，从水流消除微塑料。其中，生物修复被认为是一种很有前途的工具，但对污水处理厂内微生物的限制仍然是一个挑战。本文综述了
摘要
由于环境问题，微塑料 (MPs) 受到越来越多的关注。如今，它们在生态系统中无处不在，研究表明，它们的起源主要是陆地。污水处理厂 (wwtps) 是水体中微塑料，尤其是纤维的主要来源。本综述的重点是了解微塑料在废水处理过程中的演变和命运，目的是确定先进的技术，从水流消除微塑料。其中，生物修复被认为是一种很有前途的工具，但对污水处理厂内微生物的限制仍然是一个挑战。本文综述了 MPs 生物修复高等水生真核生物 wwtps 的潜力，它具有低分散率和易于控制的优点。考虑到生态伦理和生物问题，考虑到动物、海草和大型植物。已经确定了必要的研究及其面临的挑战。
微塑料在污水处理厂中的命运和进化
这篇综述的目的是探索新的生态可接受的方法来防止 MPs 被 wwtps 污染，我们将首先研究 MPs 可以从 wwtps 中逃逸的点，目前用于捕获和消除 MPs 的处理方法，然后关注生物修复，特别是高等真核生物物种，它们比单细胞生物更容易被包含在 wwtps 中。
立法上的塑料微粒
据估计，每年产生 245 吨的 MPs ，其最终目的地是水生环境。目前缺乏管理微塑料生产的国际法规，特别是在个人护理和化妆品领域，但加拿大、爱尔兰、英国和美国等一些国家正在禁止微珠生产和含有微塑料的产品 (Prata, 2018a) 。在美国， “2015 年无微珠水法案 ” 是禁止在产品中添加塑料微珠的立法。该法律于 2017 年 7 月对制造商生效，于 2018 年 7 月对零售销售生效。按照同样的原则， 2019 年， 欧洲化学品管理局 (ECHA) 提交了一项提案，禁止在不同产品中故意添加微塑料。据估计，该建议的实施将减少欧盟环境中这些微污染物的排放 85-95% ，这意味着在 20 年内将避免约 40 万吨的排放。 预计该立法将于 2020 年 6 月准备就绪，随后将被送往欧洲委员会进行评估 ( 欧洲安全委员会， 2019 年 ) 。此外，同样是在 2019 年，欧洲议会提交了一项提案 (TA/2019/0071) ，以解决废水处理中的微塑料污染以及污泥作为农业肥料使用产生的问题 ( 欧洲议会， 2019 年 ) 。建议就污水处理厂污染物立法，是实施尽量减少环境中多磺酸盐分散的措施的良好起点。
微塑料的主要来源
水是 MPs 运输的主要手段 (Alimi 等人， 2018 年 ) ，因此 wwtps 每天会收到数百万个微塑料碎片 (Okoffo 等人， 2019 年 ) 。人口密度与污水处理厂入口流中的 MPs 浓度之间没有线性相关性，但农业和工业活动似乎是强有力的决定因素。最近， Bayo 等人 (2020 年 ) 表明， 另一个重要因素是季节变化，在炎热时期发现的浓度最高，因为温度有助于加速塑料降解和破碎。此外，由于城市径流，在降雨事件后也观察到高浓度的微塑料。
微塑料在污水处理厂各个阶段的演变
少数分析了污水处理厂中微塑料演变的研究报告称，尽管这些设施不能完全从废水中去除这些污染物，但在某些情况下，可以达到高于 90% 的去除效率值 (Bayo 等人， 2020; 布莱尔等， 2019 年 ; 江户等， 2020 年 ) 。 MPs 被定义为 5 毫米至 0.1 μm 之间的颗粒 (Picó 和 Barceló ， 2019) ，虽然已经开展了调查，但完成为小于 20 μm 的微塑料建立采样、提取和量化协议的任务仍然是一个巨大的挑战。
被分类为纤维和碎片的 MPs 是最常观察到的类型，分别占总数的 57% 和 34% 。此外，由于纤维的形态特征，纤维是 wwtps 中最难清除的 MPs 。
微塑料去除效率取决于处理、操作条件、污泥特性和微塑料浮力 (Lusher 等人， 2018;Nemerow, 2006) 。为了了解污水处理过程中多磺酸粘多糖的行为和命运，有必要深入研究污水处理厂中废水处理的各个阶段。传统污水处理厂的方案如图 1 所示。
进水流量和组成的高变异性使得获得有代表性的样品更加困难。这导致了对微塑料浓度的低估，因为它们可以通过沉淀物滞留在污水系统中。污水处理厂进水中较大的微塑料颗粒通过筛选系统 ( 筛网、网眼 ) 去除 (Zhang 和 Chen, 2020 年 ) 。在此之后，砂粒和油脂的去除过程通过沉砂和浮脂进行，在这一步骤中， MPs 也通过沉和浮从废水流中分离。值得注意的是， Murphy 等人 (2016) 报告称，在砂砾和油脂去除系统中， MPs 的去除效率最高。 Lusher 等人 (2018) 指出，在 wwtps 过程中提取的 62% 的微塑料可能来自这一特定的分离阶段。
一级澄清剂用于去除废水中的可沉降固体，因此在这个沉降过程中，基于伪平衡方法 ( 固 - 液 ) ，一些微塑料沉降，另一些微塑料悬浮在废水中。悬浮物的结构及其浓度对固液分离有重要影响 (Sheng et al, 2008) 。圆形水箱是最常用的设计，在这种设计中，水从中心进入，径向流动向周边，使沉淀。
沉降效率取决于不同的因素，如保留时间、温度、流量类型和速度、系统设计、尺寸和颗粒密度等 (Nemerow, 2006) 。例如，较高的保留时间会增加沉淀固体的数量 ( 因此，也可以预期沉淀 MPs 的数量会增加 ); 高温降低了介质的密度，这也有利于沉积。二次处理是一种生物降解有机物的过程。它通常是在好氧条件下进行的，因此有必要通过废水曝气的方式向微生物提供氧气。在这个充气过程中，这也是一种伪平衡 ( 固液气 ) ，一些微塑料可能通过大气，因为众所周知， MPs 可以在空气中找到。
常规活性污泥法 (CAS) 主要涉及碳质有机物的生物氧化，随后通过二级澄清池中的沉降将处理过的水与固体颗粒分离，通常用于处理城市废水。有报道称，二次处理可使水中 MPs 浓度降低 96% ~ 98% 。
三级处理是在废水被重复利用、循环利用或排放到环境之前，改善废水质量的最后清洗步骤。它通常包括一个消毒过程，以杀死或灭活病原微生物，氯化和紫外线照射是最常见的过程 (Zhuang et al, 2015) 。一般来说，三级处理对 MPs 去除没有影响 (Prata, 2018a;Sun 等人， 2019) ，但在某些情况下，这种处理可以降解微塑料，即氯化可以降低 7% 的多磺酸粘多糖浓度。
残留在处理过的水中的微塑料被排放到河流或海洋的环境中和不同的研究估计，全球 wwtps 排放数每一天以百万计的微塑料粒子。例如， Edo 等人 (2020 年 ) 报告称，每天有 3 亿污水排放到赫纳雷斯河 ( 马德里 ) ，而位于南卡罗来纳州的三个污水处理厂每天向查尔斯顿港河口排放 5 亿至 10 亿污水 (Conley 等人， 2019 年 ) ，尽管工厂的 MPs 去除效率分别为 93% 和 85-98% 。此外，还发现在河流中，污水处理厂下游的 MPs 浓度高于上游。
在污水处理厂中去除的大多数微塑料在处理过程的每个阶段产生的污水污泥中积累，特别是在一级和二级澄清池中 (Prata, 2018a; 孙等人， 2019) 。这种污泥广泛应用于土壤，因此它可能是包括微塑料在内的污染物的重要来源 (Barbosa Jr 等人， 2020;Gherghel 等， 2019;Lassen et al, 2015) 。例如，欧洲和北美每年产生的 50% 的污泥废物被用作农业肥料，据估计，这些废物包含的 MPs 总量在 4.4 万至 43 万 t 之间 (Hurley 和 Nizzetto, 2018;Lu 等人， 2019) 。此外，添加石灰或厌氧消化等稳定过程并不会降低污泥中的微塑料浓度。
很少有人研究微塑料对土壤的影响，但一些研究表明，它们有能力吸收有毒污染物，如金属、多氯联苯 (PCBs) 和多环芳烃 (PAHs) (Caruso, 2019; 罗德里格斯等人， 2019 年 ;Xu 等， 2019) ，这增加了 MPs 的污染风险。今天，完全避免污水污泥中 MPs 存在的技术是不现实的，但可以通过改善砂砾和油脂去除系统中微塑料的消除来减少污泥中微塑料的数量。厌氧消化也可以被认为是一种潜在的减少稳定污泥中 MPs 的方法，但这一主题需要进一步的研究，如生物修复等领域。
先进的 废水处理
虽然一般来说，传统的污水处理厂有较高的多磺酸粘多糖去除效率 (≥90%) ，但事实是仍然有大量的微塑料排放到环境中。因此，使用高级处理，特别是在第三阶段，可以提供一种在污水排放前降低污水中多磺酸粘多糖浓度的替代方法。根据文献，已经证明可以有效去除废水中的微塑料的不同废水处理方法的总结见表 1 。
从表 1 中可以看出，动态膜 (DM) 和膜生物反应器 (MBR) 是目前为止从废水中去除微塑料最有效的工艺， MPs 去除率高达 99.9% 。 MBR 的主要缺点是膜成本、能源需求、污染控制和低通量。相比之下，动态膜的成本和能耗更低，但在这种情况下，过滤器很容易堵塞。
最近研究了通过细菌、真菌和藻类等不同生物体去除 MPs 的方法，生物修复是一个非常有趣的挑战 (Shahnawaz 等人， 2019 年 ) 。真核生物物种受到的关注要少得多，它们的效率也不清楚，尽管它们可以积累 MPs 。
利用高等真核生物对污水处理厂中的MPs进行生物修复
微塑料存在于全球所有海洋和海洋生物中 ( 例如 Andrady, 2011; 赖特等， 2013; 赵等， 2014;Lusher 等人， 2015) 。正如我们上面所评论的， wwtps 是 MPs 污染的主要来源 ( 例如 Eerkes-Medrano 等人， 2015;Murphy 等， 2016;Ziajahromi 等人， 2017) 。纤维和小碎片逃脱了过滤过程，不能有效地保留在污水处理厂中 ; 因此，沿海城市是议员进入海洋的热点 (Browne et al, 2011;Murphy 等， 2016) 。排放到河流的污水处理厂也会造成海洋污染，因为通过洋流运输的 MPs 最终进入海洋 ; 河口也是 MPs 污染的热点地区 (Leslie et al, 2017) 。迫切需要找到有效和生态友好的方法来保留污水处理厂中的微塑料，以防止海洋微塑料污染。这里我们将重点讨论生物修复。生物修复已被用于从污水处理厂。
利用活体生物进行 MPs 生物修复仍然是一个挑战。大部分研究都是在细菌和低等真核生物 ( 真菌 ) 上进行的。这些小型生物体的主要问题是它们被控制在 wwtps 内，以防止它们不必要的释放到生态系统中 (Nuzzo 等人， 2020 年 ) 。理论上，包含更大的生物，如高等真核生物可能更容易，但它们在 MPs 生物修复中的应用仍然是一种很少受到关注的替代方法。本节重点介绍水生高等植物和动物在 MPs 生物修复方面的潜力。
高等真核生物用于生物修复的相关特性
候选物种应具备以下几个特征 ( 图 2) 。首先，为了符合动物福利立法，不能雇用因暴露于 MPs 而遭受损失的物种。根据该指令，脊椎动物、十足动物和头足动物的受苦能力得到认可，在生物治疗中应被忽略。其次，微塑料的捕获、保留和过滤 / 摄入率应该是高，因为它们应该被消化 / 清除，而且，它们不应该回到环境中。物种应该只在其原生范围内使用，因为出于生物多样性保护的原因，必须绝对忽视地理转移 (Molnar et al, 2008) 。分布较广、易于控制和管理的品种比较适合。最后，由于使用一个物种进行污水处理厂处理意味着在处理厂内部或附近种植，防止向环境释放的遏制措施应该是有效的。
海洋动物的潜力
海洋动物，从浮游动物 (Frydkj?r 等， 2017 年 ) 到顶级捕食者 (Alomar 和 Deudero, 2017 年 ;Masia 等， 2019;Zhu 等人， 2019) ，摄入 MPs 。 MPs 对它们是有害的 (Anbumani 和 Kakkar, 2018) ，尽管它们在野外的毒性作用仍然未知，因为在实验室进行的大多数实验使用的 MPs 密度高于在环境中观察到的 MPs 密度 (Lenz 等， 2016;de Sá 等， 2018) 。还需要进一步研究具有更高生态效度的 MPs ，即实际数量的 MPs 。
在海洋无脊椎动物 ( 不包括十足类和头足类 ) 中，许多活跃的食性物种由于留存率低而不适合进行生物修复。腹足动物快速排出粪便颗粒中的 MPs (Gutow et al, 2015) 。桡足类动物也能有效地排出粪便颗粒中的 MPs (Cole 等人， 2013) ，片脚类动物也是如此 (Au 等人， 2015;Blarer 和 Burkhardt-Holm, 2016) ，而 Cladocera Daphnia magna 根据它们的形状以不同的速度驱逐 MPs (Frydkj?r 等人， 2017) 。然而，将沉积捕食和捕食结合起来的物种，如棘皮类 Ophiomusium lymani ，积累的 MPs 碎片和纤维 (1.96±0.66 至 3.43±1.35 微塑料 / 克 ) 比纯捕食者 Hymenaster pucidus(0.48±0 至 9.10±4.21 微塑料 / 克 ) 更多 (Courtene-Jones 等， 2019 年 ) 。这表明滤食性或沉积物食性生物能更好地摄入和保留微塑料。
滤食性生物似乎有保留 MPs 的潜力。贻贝可以保留污染物，从而在自然生态系统中起到生物修复的作用 (Broszeit et al, 2016) 。 MPs 片段可在循环系统中保留 48 天 (Browne et al, 2008); 然而，大多数富含 MPs 的纤维在 24 小时后被排出体外，降低了它们的清除效率 (Chae 和 An, 2020) 。
其他滤食性动物如刺胞动物引起了科学界的兴趣，因为粘附在珊瑚表面似乎是 MPs 滞留的一种有效机制 ( 观察到的摄取率为 0.25 × 10 ?3 至 14.8 × 10 ?3 微塑料颗粒 h ?1 ，而粘附在表面的能力是其 40 倍 ; 马丁等人， 2019) 。然而，尽管对 MPs 的反应因物种而异 (Reichert 等人， 2018 年 ) ，但 MPs 似乎改变了珊瑚的进食行为 (Hall 等人， 2015 年 ;Murphy 和 Quinn, 2018) ，并导致抗压力能力和免疫系统活性的降低 (Tang et al, 2018) 。因此，不幸的是，由于热带珊瑚礁受到气候变化的严重影响 (HoeghGuldberg et al, 2007) ，热带珊瑚不应用于生物修复。
沙虫 Arenicola marina 在其一生中有 240-700 MPs 的滞留率 (1.2±2.8 粒 / 克 ) ，显然对其新陈代谢没有影响 (Van Cauwenberghe et al, 2015); 它可能是海洋和半咸水生物修复的候选者，因为它耐受的盐度低至 12% 。对于微塑料对该物种可能造成的危害，应进行更多的研究。另一种有前途的生物是棘皮海参，它被建议用于污染监测 (Mohsen 等人， 2019 年 ) ，可能适合去除 pcb 污染的塑料，因为它选择性地摄取塑料颗粒而不是其他类型的沉积物颗粒 (Graham 和 Thompson, 2009 年 ) 。因此，在污水处理厂的固相生物修复过程中，这些沉积物饲料是适合的。然而，多磺酸甲酯会影响海胆等其他棘皮动物的胚胎发育 (Nobre 等， 2015 年 ) ，因此，如果不分析多磺酸甲酯对海参动物健康的影响，就无法提出将其用于生物修复的建议。
总的来说，沙虫和海参对 MPs 生物修复很有希望，但动物福利问题仍然是一个问题。在提出污水处理应用之前，应进一步研究 MPs 对它们的影响。
水生高等植物的潜力。
高等植物相对于动物的最大优点是没有受苦的迹象。藻类，特别是微藻类，已被测试在水中的生物修复潜力。 Roccuzzo 等人 (2020) 描述了单细胞微藻，它们单独或与细菌结合，可以降解废水中干扰内分泌的化学物质。像 Fucus vesiculosus 这样的海藻可以在其表面保留悬浮的 MPs (Gutow et al, 2015) 。人们已经研究过用生物修复的方法去除其他污染物，如重金属。植物萃取是 Salt 等人在 1995 年提出的一项技术，利用能够积累金属并将其储存在可收获部位的植物从土壤中提取这些污染物。根茎过滤是另一种方法由同一位作者提出，通过植物的根从水中而不是土壤中去除重金属。因此，通过在 wwtp 中培养 MPs ，同样的方法可以用于固相和液相中的 MPs 提取。
海草是处理海洋附近污水的兴趣所在，因为它们可以生长在海洋和半咸水中。 Soumya 等人 (2015) 提出用光滑的带状海草 Cymodocea rotundata 对纺织染料废水进行生物修复。近年来，海草与 MPs 的关系受到广泛关注。第一个原位证据表明，微塑料通过外壳、与大型植物相关的附生体以及粘附到多糖黏液层粘附在海草上 (Goss 等人， 2018 年 ;Seng 等人， 2020) 。因此，海草可以作为 MPs 的陷阱或水槽 (Huang 等人， 2020;Jones 等人， 2020 年 ) ，这表明它们有潜力用于污泥处理 —— 如果它们可以在污泥上生长的话。例如，加勒比海被子植物 Thalassia testudinum 的叶片上有被表生体包裹的 MPs( 平均 0.75±0.25 粒 / 叶片 ; 和 3.69±0.99 个微纤维 / 叶片 )(Goss et al, 2018) ，在遥远的苏格兰，带状藻码头床积累的 MPs 浓度高于裸露的沙地 ( 叶片中平均为 4.25±0.59 个 MPs; 在海草相关生物区系中为 4.50±0.96 MPs) (Jones 等， 2020 年 ) 。吃了这些海草的食草动物会在它们的饮食中引入 MPs ，并将它们转移到营养链的更高水平 ; 但也许在污水处理厂污泥的受控条件下种植这种植物可以帮助防止微塑料进入公海。
海草通常对污染非常敏感，特别是氮，但一些物种更有抵抗力 (O'Brien 等人， 2018 年 ) ，理论上可以在污水处理厂排水口或污泥等受干扰的地区生长。
至于其他高等植物， Ali 等人 (2020) 提出了几种淡水木兰植物用于去除 wwtp 中的重金属 : 水葫芦 (Eichhornia crassipes) 、水莴苣 (Pistia stratiotes) 和鸭草 (Lemna minor) 等。在环境现实的浓度下，纳米和微塑料似乎不会对水生大型植物构成生态风险。一些大型植物，如 Egeria densa 及其相关微生物组可以积累和转化金纳米颗粒 (Avellan 等， 2018 年 ); 这些系统可用于 MPs 生物修复研究。由于很少有大型植物能在半咸水或海水中很好地生长 (Haller et al, 1974) ，它们用于 MPs 的保留 ( 尚待研究 ) 将被推荐用于淡水 wwtp 。
综上所述，海草是海洋和半咸水污水处理厂中 MPs 生物修复的最佳候选者，淡水污水处理厂中水生大植物及其相关菌群可能是最佳候选者。进一步的研究应着眼于在污泥水中培养耐药海草的最佳方法、当地物种保留多磺酸粘多糖的能力以及确保遏制物种繁殖的方法。后一个目标对于避免污水处理厂以外的多样性干扰很重要。
真核生物中MPs的命运
如上所述，一个物种要想成为生物修复的候选物种，其特征之一就是能够有效地消化和 / 或消除 MPs ，而不将它们返回到环境中。由于这个原因，许多物种被排除在外，因为它们的保留率很低 ( 例如活跃的食性物种 ) ，而其他物种则是因为多磺酸粘多糖对动物造成伤害。 MPs 从消化道转移到其他器官可能发生在水生动物中，如鱼脑和肝脏中报道的那样 (Collard 等人， 2017;Mattsson et al, 2017) ，但它可能不常见 (jovanoviic, 2017) ，几乎不会伤害动物 ; 如果是这样，在不杀死个体的情况下从一个器官中移除 MPs 将是非常困难的。对于那些在消化道中保留 MPs 而没有明显伤害的动物，如沙虫和棘皮动物 (Graham 和 Thompson, 2009;Van Cauwenberghe et al, 2015) ，应首先仔细研究在不伤害动物的情况下有效保留的最佳积累时间。为了消除保留在消化道中的 MPs ，在 wwtps 中停留一段时间后，可以将个体移出并放置在清洁的环境中，在那里他们可以通过排便消除肠道 MPs; 然后回到污水处理厂，排泄的 MPs 被处理掉。理想情况下，这些生物将在水产养殖设施中生长，转移到污水处理厂，并留在那里等待 MPs 积累的最佳时间，而不会对动物造成伤害。然后，个体可以被送回培养设施进行 MPs 处理。整个过程应该以避免动物遭受痛苦的方式进行。
在海草和高等植物中，多磺酸粘多糖的滞留可能以不同的方式发生，颗粒在叶片及其相关的微生物群上积累。在地中海的 testudinum 中， MPs 保留在叶片上的表生层群落中 (Goss et al, 2018) ，而在海藻 Fucus vesiculosus 中， MPs 特别是微纤维被发现附着在没有表生层群落的叶片上 (Gutow et al, 2015) 。由于未发现附生生物群落和 MPs 密度之间的关系 (Seng 等人， 2020 年 ) ，广泛的海草和藻类物种可能是有效的生物修复。此外，不仅仅是刀片能够保留 MPs 。红树林根圈已被证明是 MPs 的汇 (Li 等人， 2019 年 ) ，而 Enhalus acoroides 和 Zostera marina 等海草沉积物也可以捕获 MPs (Huang 等人， 2020 年 ; 琼斯等人， 2020 年 ) 。目前，海草和大型藻类中 MPs 积累的模式和效率的研究还很匮乏，这方面的研究还有待进一步深入。
鉴于高等水生植物保留机制的多样性，多磺酸粘多糖的消除方法可能因物种而异。一般来说，从 MPs 保留率高的阶段开始，植物就可以在 wwtps 中生长，然后可以收集 MPs 保留率高的植物部分、沉积物或整个植物来处理 MPs 。设计防止小繁殖体 ( 种子、孢子等 ) 扩散的系统，是为了不干扰周围的生态系统，这可能是由人工繁殖引起的，即使是本地物种。
3.结论
污水处理厂并不是专门为去除多磺酸盐而设计的，尽管其保留效率≥ 90% ，但每天仍有数百万微塑料被释放到环境中，不仅是通过污水排放，还通过用于土壤改良的污水污泥。因此，这些设施被认为是向水生环境释放多磺酸盐的一个重要来源。一些高等真核生物具有从 wwtps 中消除 MPs 的潜力。
候选动物可能是环节动物 ( 沙虫 ) 、棘皮动物 ( 海参 ) 和其他尚未被研究的物种。海草和大型植物似乎是很好的候选者，有一定的预防措施，以遏制物种繁殖。本综述的结果表明，可以建议采取以下研究和管理行动 :
a) 将 wwtps 作为避免向环境中排放微塑料的优先热点。
b) 改进和实施三级处理的先进工艺，以从处理水中去除更多的多磺酸粘多糖。
c) 探索生物修复作为一种潜在的替代方法，以降解或积累废水处理中的微塑料，具体取决于所考虑的物种。
d) 研究新技术和生物技术，以有效消除污泥中的多磺酸粘多糖。
e) 评估候选物种在现实环境浓度下保留 MPs 的效率。
f) 改进选定物种的培育、操作和管理，特别注意污水处理厂内部的围堵，如果使用动物，则应注意动物福利。
