水厂的原水主要取自淡水水体,包括江河湖泊和水库等地表水以及地下水。 MPs污染在淡水生态系统中普遍存在。 因此 ,水厂水体中的MPs污染状况不容乐观。

表1列出了部分地区水厂中MPs的赋存情况。不难看出,水厂原水中普遍存在MPs污染情况,且呈现出明显的地区差异,MPs种类主要包括聚乙烯(PE)、聚丙烯(PP)、聚对苯二甲酸乙二醇酯(PET)、聚氯乙烯(PVC)、聚苯乙烯(PS)和聚醚砜树脂(PES),形状以纤维和碎片为主。深度处理工艺中,不同过滤类型对MPs的去除效果有较大差异,砂滤是最常见的过滤类型,对MPs的去除率在70.00%～84.60%。有些水厂在砂滤之后增加了活性炭过滤工艺,可使去除率提高到80.00%～93.00%,而印度尼西亚某水厂采用的砂和无烟煤双介质过滤工艺对MPs的去除率为54.10%。

表1 部分地区水厂水体中MPs赋存

柴然等在青岛市不同水源的自来水中取样发现MPs的检出率高达78.1%,MPs粒径主要集中在30 μm内,这一结果与Tong等的研究结果相近：我国各城市38个地表水源的自来水样本中,有36个样本检测到了MPs,MPs数量在(440±275) 个/L,且粒径小于50 μm的MPs占绝对优势。此外,环境中纳米/亚微米级塑料的丰度要显著高于大粒径的塑料丰度,Pivokonsky等发现自来水原水中尺寸小于1 μm的MPs含量非常高,为111～2 181 个/L,这些小粒径MPs的去除对现有技术提出了挑战。

作为MPs重要的“汇”,污水处理厂每天需要处理大量含MPs的生活污水。但由于缺少针对性的处理工艺,粒径小于20 μm的MPs和纳米塑料很难被去除,可能重新进入天然水生环境,Ruffell等统计了新西兰3座污水处理厂的出水,发现其中MPs含量可达到2.4×10 5 个/d,据此推测,每年通过污水处理厂出水进入水体的MPs更是难以计数。污水处理厂中MPs的赋存情况具有明显的时空分布差异性。Uogin té 等研究了位于立陶宛的某座污水处理厂进水MPs含量,发现了明显的季节差异：春季进水的MPs含量最高,冬季最低,夏季和秋季相近,同时发现降水量对MPs含量有显著性影响。

表2列出了部分污水处理厂废水中MPs的赋存情况。由于采样的筛网和滤膜孔径不同,所统计的进水浓度也不尽相同,MPs含量为0.7～13 813.3 个/L。进水水体中MPs的类型多样,常见的有PE、PET、PP和PS,此外还有PVC、聚甲基丙烯酸甲酯(AC)、聚丙烯腈(PAN)等。纤维是污水中最主要的MPs形状,在进水和出水中都占有相对较高的比例。污水处理厂去除MPs以二级和三级工艺为主,去除效率为21.8%～99.5%。

表2 部分地区污水处理厂废水中MPs赋存

注：-表示原文献中未标注。

水厂和污水处理厂现有的水处理工艺主要针对悬浮固体和胶体物质的处理而设置,包括混凝、过滤和膜分离技术等,但上述处理技术对MPs尤其是纳米塑料的整体处理效果不佳。

混凝技术是指向原水中投加化学药剂,使水中的悬浮颗粒和胶体物质聚集为具有明显沉降性能的絮凝体,便于后续沉淀去除的方法。混凝是水厂和污水厂常用的净水工艺,包括凝聚和絮凝两个过程。凝聚是指胶体颗粒脱稳并发生初步聚集的过程,絮凝是指添加絮凝剂使初步聚集的颗粒混凝聚成较大的絮体,加速分离的过程。影响混凝过程中MPs去除效率的因素包括絮凝剂的类型和投加量、MPs的粒径、pH和温度等。以PE的去除为例,铝盐是比铁盐更好的絮凝剂,在达到最佳絮凝剂投加量前,随着投加量的增加,PE的去除效率也逐渐提高,且PE粒径越小,去除效率越高,但最高的去除效率仅为36.89%±3.24%;当以硫酸铁作混凝剂时,PE的去除率会随着pH的升高而显著降低。除上述条件外,温度也会通过影响混凝剂的水解速度和MPs颗粒的布朗运动来影响MPs的去除。在硫酸铝投加量一定的情况下,聚甲基丙烯酸甲酯(PMMA)的最佳絮凝温度为30 ℃：当絮凝温度低于30 ℃时,硫酸铝水解速度降低,PMMA颗粒布朗运动较弱,二者的接触效率降低使得去除效率下降;当絮凝温度高于30 ℃时,PMMA颗粒布朗运动加快,不易发生凝聚而导致去除效果较差。

值得注意的是,MPs可能会反过来影响其他胶体的混凝去除效果。研究表明,混凝剂的投加量较低(10～18 mg/L)时,PS会抑制水体浑浊度的降低,这是因为PS会降低水中絮体表面的Zeta电位,使絮体提前处于相对稳定的状态,粒径不再升高,混凝效率相应下降;而混凝剂投加量升高到22～26 mg/L时,PS会增加水中颗粒物的浓度,导致絮体间碰撞概率上升,同时脱稳后的PS絮体骨架会吸附带负电的小颗粒,使得混凝效率上升。

污水厂和水厂现有的混凝沉淀过程并不能完全去除小尺度的MPs和纳米塑料,实验室混凝条件下,大于500 μm的PS去除率在90%以上,小于500 μm的PS去除率仅为60%,且优化混凝条件后小于5 μm的MPs仍难被去除。水厂实际处理中,MPs的去除率更低。Zhang等通过模拟密歇根州一座典型水厂的混凝条件,研究了该厂混凝过程对0.18～125 μm的MPs去除效率,发现未添加助凝剂时去除率低于2.0%,即使添加了助凝剂,也只对尺寸为45～53 μm的颗粒有最高的去除率(16.5%)。以上研究表明,混凝对MPs尤其是小粒径MPs的去除效果有待提升。

砂滤是指通过石英砂等颗粒介质层分离水中悬浮颗粒和胶体的方法,通常用在混凝沉淀之后,以便进一步去除悬浮物,属于深度处理工艺。与混凝沉淀相比,砂滤对MPs表现出了更好的去除效果,但其去除效率与MPs尺寸密切相关,砂滤系统对大于20 μm的MPs的去除率可达到70%～80%及以上,对小于20 μm的MPs的去除效率有限,这也导致部分MPs会从砂滤系统中逃逸出来。研究表明单独的砂滤过程对100 nm的PS去除效果较差,去除率仅为54.3%,而在砂滤后增加活性炭过滤工艺可使PS去除率提高到73.9%,这也意味着要去除小粒径的MPs,单靠砂滤难以达到很好的效果,必须与其他技术联用。

MPs在石英砂中的迁移受制于砂粒表面电荷和水质条件(离子强度、pH和溶解性有机质等),例如未经修饰的PS表面带负电荷,会与带负电的石英砂产生静电排斥,导致迁移率上升;而经Fe/Al氢氧化物涂层的石英砂表面电负性降低,静电斥力下降,PS更容易被固定在砂子表面,使得迁移率下降。就水质条件而言,随着离子强度的增加,PS的迁移能力降低,这是因为溶液中大量的阳离子和阴离子压缩了PS和石英砂表面的静电双层,二者表面的Zeta电位降低,静电斥力减小,能垒高度降低,PS更容易突破势垒滞留在砂粒表面;而随着pH的增加或当溶液中存在溶解性有机质如富里酸时,PS和砂粒表面负电荷会增加,静电斥力上升,能垒高度增加,PS不易突破势垒因而难以滞留在砂粒表面。这些吸附机理的研究对于改进砂滤工艺并提高其对MPs的去除能力具有重要意义。

膜分离技术是指通过半透膜分离水中悬浮颗粒和胶体物质的方法,属于水厂的深度处理工艺,该技术能耗低,工艺简单,对MPs有很好的去除效果。影响膜分离技术对MPs去除效果的主要因素包括膜的特性(材料、厚度、孔径和表面特性)以及塑料的粒径和形状等。颗粒粒径越大,去除效率越高,这是因为较大的颗粒可以沉积在膜表面导致孔隙被堵塞,提高对MPs的去除效率。而相比于颗粒状和膜状MPs,纤维状MPs由于横截面积小,容易穿透膜。

常用的膜分离技术有微滤(MF)、超滤(UF)和膜生物反应器(MBR)。MF和UF被广泛应用于去除胶体物质、大分子有机物和藻类等,膜孔径一般在0.1 μm左右,可有效去除水中的MPs。Pramanik等研究发现,MF和UF对尺寸在75 μm以上的MPs去除效率分别为91%和96%。Tadsuwan等研究了泰国一座污水处理厂各工艺对MPs(粒径在0.05～5 mm)的去除效果,结果发现传统去除工艺的总体去除效率为86.14%,增加UF装置后去除效率可达到96.97%,但即使UF膜孔径很小,出水中仍存在有0.05～0.5 mm的MPs。

MBR是将膜技术与生物处理技术相结合的新型污水处理工艺,一般用于去除水中有机物和氨氮等,但它也被证实对MPs具有较好的去除效果。在实验室条件下,MBR对大于0.1 mm的MPs去除率可达到95%以上,但在实际水厂中,对1 mm MPs的去除率为79.01%,与UF技术联用对尺寸在0.1 mm以上的MPs的去除效率可达到99%以上。

膜污染是膜分离技术面临的主要问题,研究表明,MPs的存在会使膜污染的速率加快。污染的主要原因是MPs堵塞了膜孔隙或产生了MPs饼层(图1),小于10 μm的MPs的存在会导致MF和UF膜的膜通量下降,影响膜的工作效率,反冲洗是膜恢复过滤能力的关键步骤,化学清洗是常用的反冲洗方法,但长期的化学清洗会影响UF膜的性能,且膜老化后会产生MPs,影响出水水质。

图1 MPs造成的膜污染

除上述主要处理技术工艺外,气浮法、活性污泥法和紫外消毒对MPs也有一定的去除效果。气浮法是利用高度分散的微小气泡作为载体去黏附水中的悬浮颗粒,使其随气泡浮升到水面而加以去除的方法。MPs的高疏水性使之可以通过简单的气浮法得到去除。在实际水厂中,气浮与混凝技术联用一般可以达到很好的去除效果,例如在有溶解气浮工艺(DAF)的芬兰某污水处理厂中,添加絮凝剂后,对20 μm的MPs的去除率可达98.5%。气浮法的去除效率受到MPs形状和密度的影响。一般来说,气浮法对片状MPs的去除效率要高于纤维状,对低密度MPs的去除效果更好。考虑到实际处理中MPs密度各异,选用高密度的浮选液对MPs进行去除或许是一个可行的办法。

活性污泥法是污水处理厂中以微生物絮凝体净化污水的处理工艺,主要被用于去除水中的溶解性有机物,对MPs甚至纳米塑料也有一定的去除能力。Frehland等合成了187 nm的PS颗粒和长度为500 μm、直径为30 μm的塑料纤维,用于研究活性污泥工艺对MPs和纳米塑料的去除效率,结果发现活性污泥可以去除66.5%的PS颗粒和49.3%的塑料纤维。但研究表明,MPs对污泥中微生物活性有不利影响,其具体影响机理还需要深入研究。

紫外消毒属于污水处理厂和水厂的深度处理工艺,一般被用于去除水中的致病菌。 研究发现,紫外消毒对MPs也有一定的去除作用,在意大利北部一座污水处理厂中,紫外消毒使MPs的去除率比三级处理后提高了9.1%。 但也有研究指出,紫外消毒会使水中MPs浓度略有上升,这主要是因为紫外照射可破碎MPs,使小粒径MPs丰度增加。

4.1.1 改良混凝气浮技术

电絮凝技术常被用于改进混凝工艺,该技术是在外加电压条件下,以Fe、Al等阳极材料电解产生的Fe 2+ 、Al 3+ 等阳离子与阴极电解产生的OH - 结合生成的铁铝氢氧化物等作混凝剂去除水体污染物的方法,可以有效去除水体中多种粒径的MPs。Shen等优化了电絮凝参数后,发现对PE(颗粒,6.3 μm)和PP(纤维,1～2 mm)的去除率可分别达到93.2%和98.4%。Perren等采用优化后的方案实现了对300～355 μm的PE微珠99.24%的去除。电絮凝技术污泥量少、操作简单且对水体pH的要求较低,具有很好的应用前景。

阳极材料、初始溶液pH、电解液浓度、外加电压密度、MPs种类、密度等均会对去除效果产生影响。Shen等分别研究了Al和Fe作阳极材料时对PE、PMMA、醋酯纤维(CA)和PP这4种MPs的去除效率,发现Al作阳极时的去除效果(平均去除率为95%左右)明显好于Fe(平均去除率为75%左右),且初始溶液pH呈中性时MPs更容易被去除,几种MPs的去除效率随MPs的密度、电解液浓度和外加电压密度的增加而增加。Akarsu等通过研究电絮凝对PE(150 μm)、PVC(250 μm)的去除效果也发现了类似的规律,此外,该研究还指出PVC比PE更容易被电絮凝方法去除。

传统的DAF工艺产生的微泡表面一般带负电,常与带负电的MPs发生静电排斥作用而难以黏附MPs,影响去除效率,需要与混凝工艺联用才能达到较好的去除效果。表面正电荷改性微泡技术被用于改进DAF,Wang等使用阳离子表面改性剂聚二甲基二烯丙基氯化铵改性微泡后,对PE、PET和尼龙(PA)的去除率比常规的DAF提高了13.6%～33.7%。相较于DAF简单的亲疏水作用原理,表面改性微泡技术可通过改变微泡的表面电荷增强对MPs的静电吸引,以及在微泡表面形成较长分子链这两种机制实现对MPs的去除,去除效率更高。

除了以上几种单独对混凝和气浮实现改进的技术外,Zhang等利用混凝胶体气凝胶技术实现了一步混凝气浮操作,采用无机高分子混凝剂聚合氯化铝包覆CGAs(colloidal gas aphrons,一种特殊的微气泡,外围是多层肥皂壳结构)制备了表面功能化微泡,在腐植酸存在的条件下实现了对尺寸为5 μm的PS 94%的去除。该技术可以在保证去除效率的前提下减少混凝剂的用量,具有良好的环境意义。

4.1.2 改良砂滤

砂滤工艺的改良主要通过改变过滤介质实现。生物炭凭借大比表面积、价廉易得、来源广泛等优势,成为学者首选的过滤介质。已有多项研究证实,在石英砂柱中填充入一定高度的生物炭可以提高砂滤系统对MPs的去除效率。

Wang等发现填充有一定高度生物炭的多孔介质对10 μm的PS塑料微球的去除效率可达到95%以上,远高于纯石英砂过滤器的去除效率(60%～80%),这是因为相较于砂滤单一的“卡滞”机制［图2(a)］,生物炭还可以通过另外两种机制——“困滞”［图2(b)］和“纠缠”［图2(c)］PS颗粒,达到更好的去除效果。

图2 含生物炭的多孔介质固定MPs的3种机制

生物炭的种类和添加量会影响MPs的去除效率,Hsieh等研究了添加6种生物炭薄层的石英砂柱对1 μm PS的去除效率,发现不同生物质的生物炭对MPs保留效果有差异,且高温制备的生物炭比低温制备的生物炭具有更好的保留性能。这主要是因为生物炭表面形貌和比表面积的差异,高温烧结的生物炭具有更复杂的表面形貌和更大的比表面积。当生物炭的填充高度增加一倍时,对应柱体系的保留率也有提升。

在实际应用时,还需考虑流速和真实水质的影响。上述研究发现,填充了700 ℃合成的木屑生物炭薄层的砂柱在低流速(4 m/d)和高流速(160 m/d)情况下几乎可以做到对MPs的完全保留,该研究同时证明这种过滤系统在反冲洗、间隔运行和长时间运行时仍可保持较好的MPs去除效果,具有很好的应用前景。

4.1.3 改良膜分离技术

传统的MF膜对0.1 μm MPs的截留效率不高,而UF膜虽然有更好的去除能力但常容易被污染,导致使用成本增加。MF和UF的主要驱动力是压力差,常需要一定的能耗支持。因此,目前改良膜分离技术的主要趋势是改变膜材料以提高去除效率、减少膜污染、降低生产成本和能耗。

在保证水通量的前提下制备复合膜对低于0.1 μm的MPs进行去除是一种可行的办法。复合膜相较于传统膜具有更致密的孔隙结构且物理化学性质更为稳定,可以更有效地截留纳米塑料。Yang等用Co 3 O 4 纳米颗粒嵌入二维碳化钛(Ti 3 C 2 T x )纳米片,以聚合物膜作载体制成复合膜,复合膜平均孔径为25 nm,对物质的量浓度为0.001 mol/L、尺寸为100～1 000 nm的PS颗粒的去除率可达到100%,对80 nm的PS颗粒的去除效率可达到98.7%,去除效果极佳。

传统UF膜的去除机理主要是疏水作用和尺寸排斥效应,当纳米塑料的粒径 d NPs 大于膜孔径 d pores 时,NPs会被截留,但如果 d NPs < d pores ,塑料很容易从孔隙中逃逸出来。为了提高去除效率,引入新的去除机制势在必行,静电作用是常用的去除机制之一。Wan等在PET无纺布上利用静电纺丝技术制成了孔隙率为20.5%、孔径为(73.3±31.9) nm的纳米纤维膜,去除了92.7%的PS颗粒(107～1 450 nm)。分析机理发现,静电纺丝技术使膜表面的电位发生了变化,pH值为7.8时,纳米纤维膜的Zeta电位由原PET基底的-32.3 mV增加到了55.1 mV,因此,当 d NPs < d pores 时,NPS会由于静电作用被截留下来。类似地,Wang等制备了可调节表面电荷的电纺膜,以PAN纳米纤维膜作基底,对不同等电点的聚乙烯亚胺(PEI)膜、聚丙烯酸(PAA)膜和PEI膜依次进行组装,制得的表面带正电的膜(M+膜)几乎可以完全保留0.1 μm的PS颗粒(99.3%),对50 nm PS的截留率为89.9%。上述两种膜的去除效果都比传统MF膜要好且能耗低于传统UF膜,特别是纳米纤维膜,操作压力仅为UF膜的1/43。此外M+膜还具有高通量和低污损的特点,各方面性能优于传统的UF膜。

更换载体膜材料以降低生产成本是探索的另一个方向。Yogarathinam等利用成本低廉的几内亚稻谷壳灰(GCHA)制成的硅基陶瓷中空纤维微孔膜作为支撑,制备了新型陶瓷薄膜复合中空纤维高频膜(TFC-GCHA),这种膜对50 mg/L的PAN、PVC、聚乙烯吡咯烷酮(PVP)和PMMA的去除率均在85%以上,且膜表面污染物沉积较少。相较于传统的聚合物膜,GCHA-AF膜在保证较高去除效率的同时降低了成本,且具有环境友好性,值得深入研究。

吸附法由于成本低、操作简便等优点被广泛用于MPs的去除。 吸附剂的选择是决定吸附效果的关键,寻求成本低廉、高效和可循环利用的吸附材料一直是研究的热点。

活性炭因其成本低、比表面积大、化学性质稳定等优势,成为水处理中常用的吸附材料。Arenas等用粒状椰壳活性炭(GAC)作吸附剂,研究了GAC对80 nm PS的去除效果,在pH值为7.4±0.1的超纯水中吸附240 min,GAC对PS的最大吸附量为(2.20±0.06) mg/g,且吸附量随PS初始浓度的增加而增加,而在实际湖水中,最大吸附量为(6.33±0.20) mg/g。这是因为GAC的吸附机制主要是表面带正电的含脒基官能团PS颗粒与表面带负电的GAC之间的静电吸引作用,湖水中存在的天然有机质可改变PS表面电位,使吸附量发生变化。这也表明,研究去除效率时需考虑实际环境水体中共存离子的影响。Zhu等用玉米芯制备中多孔生物炭去除PS,最大吸附量可达56.02 mg/g,5次循环后吸附量达45 mg/g,结果重复性好,成本低廉。如何结合实际环境条件更好地发挥活性炭的吸附优势,提升对MPs的去除效果,仍需进一步研究。

一些具有生物相容性的吸附材料正陆续被研发,其主要吸附机制包括静电相互作用、氢键相互作用和π-π相互作用。Sun等以氧化石墨烯、氧掺杂氮化碳和壳聚糖修饰甲壳素基海绵,制得的海绵具有良好的机械性能和弹性,在pH值为6～8时对1 μm PS、羧基改性PS和胺基改性PS的去除效率高达71.6%～92.1%,用乙醇冲洗并冻干回收后,海绵的吸附效率并没有明显差异,可重复利用。值得注意的是,甲壳素基海绵具有生物相容性和可生物降解性,是绿色环保的吸附材料。类似地,Zheng等受珊瑚黏附MPs的启发,制备了多巴胺增强磁性壳聚糖(PDA-MCS)气凝胶,对河水中PET、PE和PS的去除率分别达到97.3%、94.6%和92.3%,即使经过3次循环,PDA-MCS气凝胶仍然表现出较高的去除效率(83.4%)。在后续研究中,寻找绿色环保的高效吸附材料是未来重要的研究方向之一。

4.2.2 磁分离吸附技术

磁分离技术是一种特殊的吸附分离技术,是指利用具有较大表面积和更多吸附位点的磁性纳米粒子作吸附剂吸附水中的MPs,在外加磁场作用下对MPs进行去除并回收磁性材料的技术。该技术由于其较高的去除效率和易回收的优势被广泛研究。

Tang等制备的磁性碳纳米管(M-CNTs)对48 μm PET、PE、PA的去除率可达到100%,最大吸附量分别可达到1 650、1 400、1 100 mg/g。M-CNTs被应用于实际废水时对MPs的去除率可达到100%,4次使用后去除效率维持在80%以上,是非常有潜力的吸附材料。Wang等在生物炭基础上制备了磁性生物炭(MBC)、镁改性磁性生物炭(Mg-MBC)和锌改性磁性生物炭(Zn-MBC)作吸附剂,对PS(1 μm,100 mg/mL)的去除率可分别达到94.81%、98.75%和99.46%,远高于未经修饰的生物炭(25.89%),即使经过5次吸附-热解循环,MBC、Mg-MBC和Zn-MBC的MPs去除效率仍然较高,分别为95.02%、94.60%和95.79%。Shi等制备磁性海泡石对48 μm的PE进行去除,去除效率可达98.4%,在适当磁场下对磁性海泡石进行回收,循环5次后对PE的去除率仍超过90%。Hamzah等以润滑油和磁铁矿制备了铁磁流体,与2 mm的PET充分混合后用钕磁体进行去除,去除率可达到99%,但应用于实际洗衣废水时,去除率为64%。不难看出,磁性吸附材料具有非常好的MPs去除效果,且容易回收,可重复利用,但在实际应用时可能会受到水环境条件的影响,因此,需要因地制宜地探索更高效的磁性吸附材料。

磁性吸附材料对不同种类MPs的作用机制是有差别的,例如,M-CNTs对PE的吸附主要依靠PE的强疏水性,对PET的吸附主要依靠疏水相互作用和π-π电子共轭体系,而对PA的吸附则是π-π电子相互作用、络合作用、静电相互作用和氢键相互作用共同导致。再如,铁离子改性粉煤灰对PS的吸附机制包括材料复杂的孔隙结构、静电吸引、络合和π-π相互作用。因此,针对不同的MPs特性,选择合适的磁性材料或许可以实现去除效果的最优化。

此外,不同的去除技术联用后也可以提高MPs的去除效率。将降解技术与磁分离技术相结合,在Fe 3 O 4 纳米颗粒上固定PET酶对PET进行降解,降解效率比普通的PET酶提高了近80%,且合成后的酶在10个循环后可以保持其初始酶活性的50%左右。联用技术兼具了生物降解环境友好性和磁分离可回收性的优势,有效弥补了生物降解效率低的劣势,具有非常好的研究前景。

传统的混凝气浮、砂滤等工艺虽然可去除水厂和污水处理厂中部分MPs,但对小粒径MPs的去除效果较差。 MF和UF等膜分离技术虽对小粒径MPs较好的去除作用但存在能耗高、膜易被污染和成本高等弊端,因此,寻找合适的MPs处理技术非常有必要。 目前的研究主要基于传统处理工艺的技术提升,例如通过电化学技术和表面改性技术改进混凝气浮,通过改变过滤介质提高砂滤的去除效率,使用重力驱动代替压力驱动降低膜分离能耗,选择低成本膜基底降低膜分离成本,改变膜材料降低膜污染等,或寻找绿色环保的高效吸附材料,以期获得较高的吸附效果。

此外,实际水厂各项去除技术的探索针对的大多是微米和毫米级MPs,对于小粒径的纳米塑料的去除技术研究较少。水体中小于0.1 mm的MPs很难被定量识别,因此,缺失这部分MPs在水厂中的实际赋存和处理情况。未来应发展纳米塑料定性定量分析技术,寻求有效的纳米塑料去除方法,而引入新的去除机制、主动寻求可靠的联用去除技术以实现优势互补是值得考虑的发展方向。

本文来源于《净水技术》2023年第6期“净水技术前沿与热点综述”，原标题为 《 水厂与污水厂对水体中微塑料的去除处理技术研究进展》 ，作 者为 于颖 1 ,赵奕锦 1 ,董志强 2 ,孙东晓 2 ,邱宇平 1,* (1.同济大学环境科学与工程学院,上海 200092;2.中铁上海工程局集团市政环保工程有限公司,上海 201906) ， 引用格式如下：

于颖,赵奕锦,董志强,等.水厂与污水厂对水体中微塑料的去除处理技术研究进展［J］.净水技术,2023,42(6)：45-56.

YU Y, ZHAO Y J, DONG Z Q, et al. Research progress of treatment technologies for removal of microplastics from water bodies in WTPs and WWTPs[J]. Water Purification Technology, 2023, 42(6): 45-56.