2024, Vol. 45
, LI Xin
, WU Qi-dong
, REN Xiao-yu
, SHU Jing-yu
, LI Xi-fan
, TANG Peng
, LIU Bai-cang
微塑料（microplastics, MPs）的概念首次在2004年《Science》杂志中被提出[1], 一般指粒径在5 mm以下的小颗粒塑料. 由于微塑料粒径相对较小, 常常被水生物误食而进入生物体内, 可能导致组织损伤、应激氧化、炎症和生长抑制[2]等. 同时, 微塑料具有较大的比表面积和较强的疏水性, 使其能够吸附重金属[3]、农药[4]、抗生素[5]和添加剂[6]等污染物, 形成复合污染. 相比于大型塑料, 微塑料对水生态安全构成的潜在威胁更为严重, 且更难处理. 2022年, 国务院办公厅印发《新污染物治理行动方案》. 其中明确提到, 针对微塑料等重点新污染物, 制定“一品一策”管控措施, 并进行相关技术可行性和经济社会影响评估.
2014年, 我国华东师范大学报道了长江口及其附近水域微塑料的污染情况[7], 随后我国针对微塑料的研究逐渐增多. 现有研究表明, 我国的长江[8, 9]、黄河[10]、珠江[11]、沱江[12]和辽河[13]等淡水系统都受到了微塑料的污染, 甚至在人口稀少、工业不发达的西藏自治区湖泊中也检测到了高丰度的微塑料[14]. 淡水系统往往作为城市的饮用水源, 其中的微塑料可能进入人类的饮用水系统, 给人类健康带来了潜在的威胁. 我国多个城市的自来水中已检测到不同丰度的微塑料[15], 其中水源中的微塑料和给水系统中的塑料用品等被认为是自来水中微塑料的潜在来源. 以上微塑料可能被人类直接摄入, 对人体健康造成威胁.
饮用水处理厂是保障居民生活饮用水安全的关键设施, 其对微塑料的去除效能直接关系到生活饮用水中微塑料的丰度. 近年来, 有学者就饮用水处理技术对微塑料的去除进行了相关的研究, 不同的处理工艺对微塑料表现出差异化的去除效能, 其机制也有所不同[16]. 饮用水中的微塑料直接暴露在居民的生活环境中, 甚至可能被摄入人体, 给人类健康安全带来了不可预测的风险. 基于这一背景, 本文聚焦于饮用水处理厂对微塑料的去除, 重点综述及思考混凝/絮凝-沉淀、砂滤、膜滤和消毒对微塑料的处理效能与机制, 并总结饮用水中的微塑料丰度和人类暴露量, 以期为未来该领域的进一步深入研究提供科学线索和参考.
1 饮用水处理厂进出水中的微塑料饮用水处理厂是给水系统的重要组成部分, 从水源地取水后经过一系列水处理工艺, 得到干净安全的自来水并通过给水管网向用户输送. 饮用水处理厂对微塑料的去除效果直接影响到居民用水中的微塑料, 受到了广泛的关注. 国内外学者对饮用水处理厂中的微塑料展开了大量研究, 分析方法主要包括体视显微镜分析、傅里叶变换红外光谱分析（FTIR）、显微红外光谱分析（μ-FTIR）、显微拉曼光谱分析（μ-Raman）、扫描电子显微镜分析（SEM）和染色法结合荧光显微镜分析等, 不同分析方法的结合可以较好实现微塑料的检测和分析. 如表 1所示, 针对不同国家饮用水处理厂中微塑料的研究表明, 无论是法国[17]、瑞士[18]和西班牙[19]等发达国家, 还是中国[20]和泰国[21]等发展中国家, 其研究的饮用水水源中都存在一定数量的微塑料, 并且多数水厂都不能完全去除进水中的微塑料, 以上微塑料可能通过给水管网进入人类生活中.
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表 1 不同饮用水处理厂中进出水中的微塑料 Table 1 Microplastics in the influent and effluent of different drinking water treatment plants |
Adib等[22]调查了位于伊朗德黑兰的3个饮用水处理厂, 进水中微塑料的丰度从（1 996 ± 268）个·L-1到（2 808 ± 80）个·L-1不等, 通过初格栅、混凝/絮凝、砂滤和消毒这一系列处理工艺之后, 实现了48.4%~55.2%的微塑料去除率, 但出水中仍然含有（971 ± 103）~（1 401 ± 86）个·L-1的微塑料, 这些微塑料可能通过给水管网进入人类生活中, 以上传统的给水处理工艺被认为无法有效去除微塑料, 尤其是尺寸小于10 μm的微塑料. Wu等[23]研究了中国嘉兴的水处理厂中的微塑料, 发现进水中微塑料的丰度为（3 738.36 ± 461.29）个·L-1, 通过臭氧预氧化、生物预处理、混凝和沉淀等组合工艺之后, 出水中的微塑料丰度降低到（695.66 ± 39.32）个·L-1, 去除率达到了81.18%, 高于Adib等[22]研究中的微塑料去除率, 这可能与水厂使用不同的处理工艺有关. 此外, 他们发现该水厂的处理工艺不能有效地去除小尺寸的纤维状和碎片状微塑料, 同时给水供应中使用的塑料材料可能会增加饮用水中微塑料的丰度.
饮用水处理厂进水中微塑料的丰度和特征与水源地的人口密度、人类活动、季节变化和塑料废物的管理等有关[16], 而出水中的微塑料丰度则受到水处理工艺的影响. 目前, 由于缺乏统一化的微塑料检测方法, 各项研究中微塑料的采样和分析方法有所不同. 如表 1所示, 不同研究中使用的水样从1~2 000 L不等, 使用的筛网/滤膜孔径不一致, 使用仪器的检测限也有所差异, 检测到的微塑料丰度受到以上因素的影响, 导致直接对比不同研究中的微塑料丰度会存在一定偏差, 因此, 建立标准化的微塑料取样和检测方法非常有必要. Leusch等[24]建立了一套不同环境条件下的数学模型, 用于归一化不同尺寸微塑料的丰度, 可以更加科学地比较不同研究之间微塑料的丰度, 但离完全实现微塑料丰度的横向对比仍有一定差距. 在未来的研究中, 一方面, 研究人员应详细解释微塑料的分析方法、水样的体积、实验研究中使用的各类材料以及空白实验结果, 以便于理解不同研究的差异, 另一方面, 应致力于建立标准化的检测方法, 以实现微塑料检测丰度的可比性.
2 不同处理技术对微塑料的去除效果 2.1 混凝/絮凝-沉淀混凝/絮凝-沉淀是饮用水处理厂最常使用的处理工艺之一, 常通过投加混凝剂使难以自然沉淀的胶体微粒和微小悬浮物聚集和沉降进而实现去除的目的, 因其成本低廉且操作简单等优势而被广泛应用. 如表 2所示, 混凝/絮凝-沉淀对微塑料具有不错的处理效果, 不同混凝剂针对不同类型微塑料的去除效果有所差异. Zhou等[29]对比了聚合氯化铝（PAC）和氯化铁（FeCl3）对聚苯乙烯（polystyrene, PS）和聚乙烯（polyethylene, PE）微塑料的去除性能, 在PAC投量为90 mg·L-1时, PAC对两种微塑料的去除率达到77.8%和29.7%, 而氯化铁则远低于此, 其余研究也发现了类似的结果[30, 31], 这说明铝基混凝剂对PS和PE两种微塑料的去除性能优于铁基混凝剂. Na等[31]的研究表明混凝对微塑料的去除性能很大程度上取决于混凝剂投量、微塑料粒径、pH值和溶解性有机质的影响. 电荷中和、双电层压缩、网捕卷扫和吸附架桥等被认为是混凝去除微塑料的机制[32]. 在一定范围内增加混凝剂的投量能提高塑料的去除率, 但过高的混凝剂投量会导致形成的絮凝体变得松散并容易破裂[29]. 此外, 增加混凝剂投量也意味着水厂材料成本的提高, 因此, 确定最优的混凝剂投量十分重要.
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表 2 不同工艺对微塑料的去除效能1） Table 2 Removal efficiency of microplastics by different treatment processes |
在实验室模拟混凝去除效果的研究中, 微塑料的最优去除率能超过90%[33, 34], 但在实际水厂中, 混凝/絮凝-沉淀工艺对微塑料的去除率往往很难达到. Wang等[20]研究发现给水厂中混凝-沉淀工艺实现了微塑料丰度从（6 614±1 132）个·L-1降低到（3 472±501）个·L-1, 微塑料的去除率为40.5%~54.5%. Zhou等[35]研究了位于重庆的饮用水处理厂对微塑料的去除效果, 经过混凝-沉淀处理后, 微塑料的丰度降低了58%, 其中纤维状微塑料的去除率高于其他形状的微塑料, > 80 μm的微塑料去除率高于 < 80 μm的微塑料. 混凝-沉淀对小尺寸微塑料去除率低的问题, 值得关注和进一步研究. 此外, 混凝去除微塑料过程中还可能引入二次污染. Wang等[20]发现水厂中经过混凝-沉淀之后的出水比原水多了大量的聚丙烯酰胺（PAM）, PAM常常作为助凝剂与混凝剂协同使用来提高混凝性能, 但过量的使用则会引入新的污染.
在传统混凝剂的基础上, 有学者也开发了新型的混凝剂用于水中微塑料的去除. Zhang等[36]制备出磁性氢氧化镁混凝剂用于去除PE微塑料, 可以实现87.1%的去除率, 在加入PAM助凝剂的条件下, 去除率提升至92%. Lee等[37]利用高铁酸盐原位混凝去除水中的聚对苯二甲酸乙二醇酯（polyethylene terephthalate, PET）和PE微塑料, 去除率分别可以达到98.4%和75.0%, 水中的天然有机物腐殖质（HA）能提高高铁酸盐的混凝性能. Liu等[38]制备出一种新型聚铝-氯化钛复合凝结剂（PATC）用于去除微塑料及其复合污染物, PATC对HA和老化聚苯乙烯（APS）的主要去除机制是表面络合. 以上新型混凝剂在微塑料去除方面具有良好的应用前景, 但在实际应用中如何保持实验模拟中的优异性能仍是需要努力的方向.
2.2 砂滤砂滤是利用石英砂等作为滤料的水过滤处理工艺, 在给水厂和污水厂中应用均较为普遍, 对微塑料具有一定的截留效果. 微塑料能被夹在砂粒之间或被吸附在砂粒表面而被去除[42]. Wang等[20]的研究发现给水厂中的砂滤工艺对微塑料的去除率在29.0%~44.4%之间, 其中对纤维状、微球状和碎片状微塑料的去除率分别为30.9%~49.3%、23.5%~50.9%和18.9%~27.5%, 该研究认为砂滤在给水厂对微塑料的去除中并不起到主要作用. 砂滤工艺常常配合混凝-沉淀工艺来形成水厂的常规处理工艺, Dalmau-Soler等[19]研究了位于西班牙的水处理厂, 原水在经过混凝-沉淀和砂滤工艺之后, 微塑料丰度从（0.96±0.46）个·L-1降低至（0.14±0.05）个·L-1, 去除率达到（78±9）%, 大部分的微塑料从水中被去除, 但文中没有提到两项工艺对微塑料去除具体的贡献度, 砂滤在其中的性能还不明确. 另一项来自韩国的研究[28]给出了这两项工艺各自的处理性能, 在经过混凝-沉淀后微塑料丰度降低了54.8%~68.4%, 通过砂滤处理后降低了27.8%~36.6%. 该研究得出的砂滤去除率和Wang等[20]的研究接近, 砂滤在给水处理去除微塑料的过程中并不起主要作用. Velasco等[18]的研究结果也支持了这个结论, 同时他们发现GAC过滤后微塑料的去除性能要优于砂滤. 一些水厂改进了砂滤工艺使用GAC-砂滤工艺[27, 35], 这也许是一项更加高效的微塑料处理技术. 值得注意的是, 无论是砂滤还是GAC过滤, 都要定期进行反冲洗（砂滤大约每5 d一次, GAC过滤大约每15 d一次[18]）以保持过滤效率, 该过程对微塑料长期去除性能的影响常被忽视, 需要进行更全面的研究.
砂滤工艺对不同特性的微塑料具有不同的去除性能. 相比于尺寸较小的微塑料, 尺寸大于过滤介质孔隙率的微塑料更容易被去除. Sarkar等[43]的研究发现, 在经过脉冲澄清和砂滤之后, 小于100 μm的微塑料丰度显著降低. 砂滤出水中以小于50 μm的微塑料为主, 这说明这个尺寸范围的微塑料并不能被砂滤有效去除. 不同形状的微塑料在经过砂滤后也表现出不同的去除效果. Babel等[44]发现纤维状的微塑料比其他形状的微塑料能更有效地被砂滤去除. 此外, 过滤介质也会影响微塑料的去除效果. 在Kankanige等[21]的研究中, 由无烟煤和砂粒组成的双介质过滤层对微塑料的去除具有一定的差异性. Fajar等[45]发现孔隙率较低的过滤介质对塑料袋和轮胎产生的微塑料（10~80 μm）的去除率为96.4%~99.2%, 而孔隙率较大的过滤介质对微塑料的去除率则低于该值.
2.3 膜滤膜技术是广泛应用于给水和污水处理中利用膜的选择透过性实现污染物截留的深度处理技术, 对微塑料具有较好的处理效果, 是防止微污染物进入生活饮用水供水的重要屏障[46]. Barbier等[17]收集了法国饮用水处理厂中纳滤处理单元后的6个水样, 发现其中4个水样均不含微塑料, 其余2个水样含有低丰度的PE和聚丙烯（polypropylene, PP）微塑料, 由于在所有样品中都没有发现纳滤膜特有的微塑料, 因此他们认为该研究中的微塑料并不来自于纳滤膜本身. Wang等[39]研究了截留相对分子质量100 000的聚醚砜（PES）超滤膜对粒径50 μm的PS微塑料的去除效果, 发现无论是否存在腐殖质, 去除率都接近100%. Ma等[30]的研究结果表明, 孔径30 nm的商用聚偏二氟乙烯（PVDF）平板超滤膜可完全去除水中尺寸小于0.5~5 mm的PE微塑料. 此外, PE微塑料粒径越小, 造成的膜污染越严重. 但是, 微塑料与膜之间的相互作用、膜的机械强度降低和尖角微塑料对膜的磨损等因素可能导致粒径大于膜孔径的微塑料也能通过膜, 无法实现微塑料的完全去除[47]. Chu等[26]研究了一座以混凝/沉淀-膜滤为处理工艺的水厂中的微塑料, 混凝/沉淀处理后微塑料去除率达到53.71%, 但通过膜滤后微塑料去除率下降至49.69%, 他们认为是膜的清洗和老化导致了滤膜破裂, 进而导致水中微塑料含量的增加.
膜技术处理微塑料过程中造成的膜污染也不容忽视. 膜孔堵塞和滤饼层结垢是主要的微塑料膜污染机制. 由于孔径较小, 大量的微塑料会污染膜表面, 可导致膜孔径变小或堵塞, 进而影响膜通量和跨膜压差, 对膜造成物理堵塞和膜污染[48, 49]. 水厂前期的工艺也可能对膜污染造成影响. 混凝剂会增加颗粒的碰撞频率和不稳定度, 由电荷中和、吸附架桥和网捕卷扫作用形成的滤饼层变得相对不均匀, 导致滤饼层结垢成为主要的膜污染[39].
水厂中使用的聚合物膜是否会从其结构中释放微塑料进而增加水中的微塑料含量, 目前仍是一个具有争议的话题. 一些研究表明在水厂膜出水中未发现组成膜材料的聚合物类型的微塑料, 认为膜本身不释放微塑料[19]. 然而, 另一些研究给出了相反的结论, 在水厂出水中检测到微塑料, 但进水中却未检测到[50], 说明在水处理工艺过程存在释放微塑料的可能性. Gan等[51]利用超纯水通过老化的PVDF超滤膜（孔径0.02 μm）, 在膜出水中检测到大量的PVDF微塑料, 同时发现液压冲击对超滤膜施加的压力会导致更多微塑料的释放. 他们认为是由化学清洗引起的超滤膜氧化导致聚合物链断裂和膜孔径扩大, 造成膜结构的破坏导致的. 类似的结果在Sun等[52]和Zhang等[53]的研究中也被发现, 在与膜滤相关的样品中观察到膜系统中常用聚合物类型的微塑料, 如PVDF、聚对苯二甲酰对苯二胺（Kevlar）、聚芳醚酮（PAEK）和PET等, 但在其他样品中却不存在或很少. 因此他们认为膜处理在去除微塑料的同时也产生和释放了微塑料. 物理冲洗、化学试剂、机械应力、老化和磨损等因素都可能导致给水厂中的膜系统释放微塑料[46], 此外, 由于微塑料的疏水性, 还可能会吸附化学清洗中产生的卤化副产物, 并可能在长距离输水过程中造成二次污染[54 ~ 57]. 值得注意的是, 膜处理出水往往直接进入给水管网供给人们使用, 直接关系到居民用水安全, 膜系统本身对饮用水安全造成的风险和挑战应当被关注.
2.4 消毒消毒通常是饮用水处理厂的最后一道工艺, 消毒后的水便进入给水管网供给居民使用. 氯消毒由于成本低廉, 消毒效果好, 具有可持续消毒能力等优势而被广泛应用, 是饮用水处理厂使用最多的消毒技术之一. 饮用水处理厂中消毒对微塑料去除的影响尚不明确, 但针对污水处理厂已有数项研究. Galafassi等[40]的研究发现, 虽然消毒不是为去除颗粒物而设计, 但仍可能会降低微塑料的丰度, 结果表明使用次氯酸钠消毒对该水厂中微塑料去除的贡献率在15.8%~67.6%之间. Liu等[41]也发现了类似的现象, 但该研究中氯消毒对微塑料去除的贡献率仅为7.1%. 在水厂中, 氯的浓度、接触时间、水质条件和微塑料的特征都会影响对微塑料的去除效果[16]. 此外, 过强的氯化条件可能导致微塑料的聚合物类型发现改变, 形成新键导致生态风险增加[58]. 然而, 目前饮用水消毒所使用的消毒剂、投加量和消毒时间等消毒条件还不足以使聚合物类的微塑料降解去除, 无法让微塑料的聚合物类型发生可检测的变化[58]. 虽然相关研究对比了消毒前后水中微塑料的丰度并发现有所去除, 但其去除机制尚不清楚, 这一阶段微塑料丰度的降低是否由消毒工艺导致也尚未可知, 仍需要进一步研究.
紫外线消毒也是给水处理厂常用的消毒技术. Galafassi等[40]发现紫外线消毒对微塑料的贡献率为9.1%, 低于该研究中氯消毒的贡献率. 但也有研究表明紫外线消毒会促进塑料分解和微塑料丰度的增加[16, 59]. 关于紫外线消毒对微塑料去除的影响目前仍没有统一的结论. 然而, 微塑料对紫外线消毒却可能存在影响. 紫外线辐射可以破坏遗传物质DNA和灭活病原体微生物, 但悬浮颗粒的存在可以保护微生物避免紫外线辐射的损伤和消毒[60], 微塑料的存在可能会降低紫外线消毒的性能.
3 自来水中微塑料对人类的暴露 3.1 自来水中的微塑料自来水直接暴露在人类生活中, 其中的污染物关乎居民用水安全, 应当予以重视. 我国长沙[25]、天津[26]、香港[61]和青岛[62]等地自来水中的微塑料丰度和分析方法总结在表 3中. 体视显微镜、μ-FTIR、激光红外光谱分析（LDIR）和扫描电镜-能量色散X射线联用（SEM-EDS）等分析手段被普遍应用. 从表中数据来看, 香港[61]和青岛[62]自来水中微塑料丰度相对天津[26]（13.23个·L-1）较低, 而长沙自来水中微塑料丰度在调研的文献中最高, 达到了267~404个·L-1, 这也意味着更高的微塑料风险[25]. Shen等[25]的研究认为长沙自来水中的微塑料与给水管网使用的塑料材料有关, 虽然塑料具有耐腐蚀性, 但在给水运输过程中可能会发生轻微的碎裂和磨损形成微塑料. Tong等[15]利用荧光显微镜和μ-Raman分析了中国大连等38个城市自来水中的微塑料, 微塑料丰度为0~1 247个·L-1, 平均丰度为440个·L-1, 普遍高于其他类似研究. 该研究中青岛的自来水微塑料丰度为249个·L-1, 远高于Zhang等[62]研究中报告的青岛自来水微塑料丰度（0.3~1.6个·L-1）, 差距达到150倍. Zhang等[62]的研究中使用体视显微镜和μ-FTIR来分析微塑料, 两项研究不同的微塑料分析方法对检测的微塑料丰度有一定影响. 此外, 采样时间、采样点的设置和采样方法等因素也可能导致两项研究中微塑料丰度的差异.
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表 3 国内外自来水中微塑料的丰度 Table 3 Microplastic abundance in domestic and foreign tap water |
国外自来水中, 调研文献里伊拉克[63]和墨西哥[64]自来水中微塑料丰度相对较高, 分别为25~71个·L-1和（18±7）个·L-1. Shruti等[64]研究了墨西哥地铁站饮水机中的微塑料, 在所有采样点都发现了不同水平的微塑料. Kosuth等[65]研究了14个国家159个自来水样品中的微塑料, 使用孟加拉玫瑰红对样品进行染色后使用解剖显微镜进行分析, 发现样品微塑料丰度为0~61个·L-1, 总体平均值为5.45个·L-1. 其中, 美国自来水样品中微塑料的平均丰度最高, 为9.24个·L-1, 而欧盟几个国家的平均值则最低. 他们将发展中国家与发达国家自来水样品中微塑料的平均值进行比较, 发现两组之间存在统计学上的显著差异（P = 0.025）. 来自较发达国家（欧盟和美国等）样品的平均丰度为6.85个·L-1, 而来自发展中国家（古巴、印度、印度尼西亚和乌干达等）样品的平均丰度为4.26个·L-1.
自来水中微塑料可能存在多种来源. 一方面, 一些水厂无法完全去除水源中的微塑料, 水厂出水的微塑料可能通过给水管网进入到自来水中, 另一方面, 给水管网中使用的塑料材料也可能成为自来水中微塑料的来源. 由于水中的余氯, 塑料管道长期暴露在氧化环境中, 管道表面可能发生化学变化, 此类过程可能导致塑料管中释放出更多的微塑料[66], 进而影响到自来水中的微塑料丰度. Yang等[67]的研究发现部分自来水中微塑料丰度高于原水, 他们认为缓和的水力条件可能导致微塑料在管道中沉积, 而打开水龙头时, 沉积的微塑料重新悬浮到自来水中导致微塑料丰度的增加.
3.2 人类暴露量人类通过摄入、吸入和皮肤暴露接触微塑料, 在以上暴露途径中, 摄入是微塑料进入人体的主要途径[73]. Tong等[15]的研究表明, 如果成人每天消耗1 500 mL自来水, 则每天可摄入多达约660个微塑料. Kosuth等[65]预估女性每年摄入接近4 400个微塑料, 而男性每年摄入超过5 800个微塑料. Shen等[25]假设人类每天饮用2.2 L自来水或自来水制成的饮料, 那么每年可摄入214 401个微塑料. 而在一些低微塑料丰度自来水的地区, 一些学者则认为微塑料无法造成重大风险. Semmouri等[71]预估比利时佛兰德斯居民每人每天通过自来水消耗0.02个微塑料, 并认为目前没有证据表明自来水中的低丰度微塑料会对人类健康造成广泛的风险. Lam等[61]也认为中国香港居民通过自来水直接接触微塑料的水平不太可能造成重大健康问题, 但对人类健康的潜在风险不容忽视.
不同地区自来水中的微塑料丰度有所差异, 对多项研究的整合分析更能反映对微塑料的整体摄入水平. Senathirajah等[74]筛选出59篇文献用于研究人类对微塑料的摄入, 他们通过公式将微塑料的数量转化为质量, 更易评估其健康风险. 通过饮用水摄入途径, 平均每人每年可摄入91 994个微塑料, 转化成质量为257.5 g, 大致相当于14个550 mL的塑料矿泉水瓶. 一些研究通过微塑料在小鼠器官中的生物积累和生物标志物的响应来外推人类阈值, 其中尺寸为20 μm的聚苯乙烯微塑料可引起小鼠最敏感指标变化的阈值质量丰度为（0.71 ± 0.14）μg·g-1, 外推至人类为（5.06 ± 1）mg·g-1. 那么, 以一个体重60 kg的人为例, 其微塑料的粗略阈值量为3.0×105 mg[75]. 考虑到人类日常的代谢可将微塑料排出体外, 通过饮用水摄入的微塑料低于该假设中的微塑料阈值量. 然而, 除了饮用水, 微塑料还可通过食物、空气等途径进入人体, 同时考虑动物实验和人体的差异, 因此尚不能判定微塑料不会对人类健康造成危害. 除了进入人体的微塑料本身, 微塑料吸附的污染物和微塑料所含的不同添加剂都可能会引起毒性作用[16]. 然而, 相关的影响机制并不清楚, 微塑料对人类健康的影响仍需要更深入的研究.
4 展望当前对微塑料的饮用水处理技术研究已取得一定进展, 但仍有一些问题和不足亟待研究和解决, 主要有以下4点建议：
（1）建立标准化微塑料取样和检测方法. 现有不同研究对微塑料的取样和检测方法不同, 研究结果往往难以横向对比, 建立规范统一的微塑料取样和检测方法, 有利于实现全球范围内微塑料污染的系统评估与分析.
（2）研发纳米塑料检测方法. 受限于检测技术, 目前研究的微塑料尺度主要集中在微米级别, 对于各类环境中纳米级别的塑料, 认知还有较大的空白, 同时纳米塑料相比于微米级别存在更大的安全隐患, 需要更深入的研究.
（3）研究给水系统本身对微塑料的释放问题. 自来水中的微塑料来源目前尚没有统一的解释, 给水系统中膜滤、使用的塑料管材, 管网中沉积物等对微塑料的释放问题仍存在一定争议, 需要进一步研究和明确.
（4）建立更全面的微塑料风险评估体系. 目前对饮用水中微塑料对人类的风险评估大多停留在量的估计, 同时未考虑其余消毒副产物、塑料添加剂等污染物的复合影响, 而进入人体的微塑料对健康的影响是多维的, 因此需要建立更系统全面的体系才能更科学地评估饮用水中微塑料对人类的风险.
5 结论饮用水处理厂对水中微塑料的去除具有一定的效果. 大量水源地中都存在微塑料污染, 丰度有所差异. 不同饮用水处理厂采用的混凝/絮凝-沉淀、砂滤、膜滤和消毒等处理工艺对微塑料的去除效果不同. 混凝/絮凝-沉淀可通过电荷中和、双电层压缩、网捕卷扫和吸附架桥等作用去除微塑料, 但无法完全去除. 砂滤对微塑料的去除效果欠佳, 适合去除尺寸大于过滤介质孔隙的微塑料. 消毒工艺后微塑料丰度有所降低, 但其机制还不明确. 整体来看, 以超滤膜为基础的膜滤对微塑料的去除效能最好, 模拟实验中超滤膜能实现100%的微塑料去除率, 但在实际应用中存在微塑料释放的风险和膜污染问题. 自来水中的微塑料丰度水平因地而异, 每年通过饮用水摄入人体的微塑料量不容忽视. 总体而言, 饮用水厂能有效去除大量的微塑料, 但仍有部分微塑料可进入自来水, 暴露在人类生活中, 带来潜在的风险.
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