水环境中纳米塑料的检测和去除技术研究进展

杨尚茹，魏 群，马湘蒙

（广西大学 资源环境与材料学院，南宁 530000）

塑料制品最早出现于19世纪，最初全球年产量不足5 000万t。但由于塑料制品的低成本、低密度、耐用性，以及易成型等特点，在人类生产生活中得到广泛使用[1]。2018年，欧洲协会统计全球塑料年产量约为3.59亿t，其中约10%的塑料通过各种渠道排入自然环境中[2-3]。塑料垃圾经风化、紫外线辐射以及各种自然力的作用形成粒径小的塑料颗粒（微塑料和纳米塑料）。环境中的微塑料（粒径0.001～5 mm）已经得到广泛的关注和研究，但由于纳米塑料（粒径0.001～1 μm）难以分离和检测的特性，故对其在环境中的迁移与转化过程了解和研究较少。Besseling等[4]的研究表明环境中的纳米塑料浓度比微塑料高出1 014倍，并且纳米塑料和微塑料相比具有不同的环境行为和生物效应；Fadare等[5]证明纳米塑料在96 h内导致超过70%的大型水蚤死亡。因此，针对纳米塑料所产生的环境问题需要进一步地调查和探究。

环境中的纳米塑料主要来源于两个方面[6]：一是初生来源。初生来源纳米塑料指在制造时体积微小，通常由聚乙烯或聚苯乙烯组成，主要运用于含有微珠的防水涂料、生物医学产品和个人护理产品，例如油漆、面部磨砂膏、牙膏等。二是次生来源，指的是进入水体环境中的塑料垃圾在光照、机械力、化学反应及生物降解等作用下形成纳米级塑料颗粒。Alimi等[7]的研究表明，在各种环境介质中都发现了塑料颗粒，包括海洋、湖泊、沉积物、土壤乃至大气；还有研究者在北极、地中海和太平洋等全世界主要的海洋栖息地也发现了塑料碎片[2-3]。我国海洋环境中的纳米塑料主要来源于陆源输入、海上作业和大气沉降，这其中陆源输入占总量的80%。在人类生活中，经常使用的个人护理产品和化妆品中含有纳米塑料粒。Cheung等[8]研究表明在中国市场各类品牌洗面奶中微珠的含量达到5 219～50 391个/g，每年会有306.8 t微珠经过生活污水收集系统进入污水处理厂，使其中含有大量的纳米塑料。而在工业活动中，化工生产制造的塑料颗粒以不同的方式进入水体或者大气中[9]，例如切割聚乙烯泡沫塑料时，释放出大量的六溴环十二烷和纳米塑料颗粒进入大气环境，浓度高达1×1012颗/m3；3D打印[10]在制造产品时也会产生大量直径范围在11.5～11.6 nm的纳米颗粒。这些纳米塑料大部分会沿市政排水管道进入污水处理厂，经工艺处理后，难降解或粒径微小的颗粒排放到自然水体，这说明污水处理厂是水环境中纳米塑料的巨大汇聚地，同时又是海洋环境中纳米塑料的主要来源[11]。国内外研究者对污水处理厂中纳米塑料的释放情况进行了研究，Carr等[12]对多家污水处理厂释放的微纳米塑料进行研究，发现经二级工艺处理后的污水中微纳米塑料浓度高达447颗/L，若污水处理厂使用三级处理工艺，浓度下降为51颗/L，但所调查的污水处理厂中采用三级工艺的污水处理厂只占24%。在纳米塑料进入海洋后[13]，水生生物会通过摄食将塑料颗粒引入海洋食物网，一方面纳米塑料会对生物造成物理损伤和代谢途径损害，另一方面使纳米塑料从浅层海水下落到深海海底，使纳米塑料可以分布在水体的整个区域。

纳米塑料可被多种生物摄入，并在生物体内积累，通过循环系统进入生物体的各个器官内，对生物的生长、繁殖、氧化应激和免疫功能产生不利影响，但对纳米塑料在水生态环境中的毒性效应研究相对较少。Hollóczki[14]的研究表明纳米塑料可以进入单个细胞，改变脂质的生物学相关特性，并且影响蛋白质的合成。对生物的毒性作用，主要表现在以下几个方面[15]：纳米塑料体积微小，易被吸收进入生物体内；不易被降解且在生物体内积累，故对生物体产生长期影响；自身携带的有毒添加剂对生物体产生负作用；可作为持久性有机污染物、细菌及重金属的理想载体，吸附环境中的有毒物质，导致细胞生长受到抑制甚至死亡。纳米塑料对生物的毒性作用主要取决于其浓度、颗粒大小、暴露时间以及聚合物的形状和类型。当生物长期暴露在毒性环境时，会产生氧化应激反应，刺激细胞产生活性氧物质（Reactive oxygen species，ROS），引起膜脂过氧化反应，进而导致过氧化产物丙二醛（Malondialdehyde，MDA）含量增加，破坏细胞膜结构。然而，纳米塑料被生物吸附是主要的毒性原因，其吸附在生物体上，使细胞内所需要的营养物质无法进入体内，有害物质无法及时排出，阻碍细胞内外的物质和能量交换。杨婧婧等[16]研究纳米塑料对生物的毒性效应，采用大量体外模型以评价纳米塑料对生物各器官的生理和生化影响，认为微纳米塑料对人体健康有潜在的影响，并且表明带负电荷的纳米颗粒对细胞的生理活动有较为明显的影响。然而当纳米塑料和有毒污染物复合时，可能会表现出积极作用。Trevisan等[17]研究了聚苯乙烯纳米颗粒和多环芳烃（Polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）对斑马鱼的复合毒性影响。当斑马鱼单独暴露在纳米塑料中会破坏细胞线粒体能量的产生，不过当PAHs吸附到纳米塑料表面，可以降低PAHs引起的畸形发育和血管受损。因此，当纳米塑料进入生物体内，与水体中污染物的联合毒性需进一步研究说明。

纳米塑料通常表现出胶态行为[18]，具有形状各异、高度分散性及比表面积大等特点[19]，因此，能够吸附水体中的污染物质而产生复合污染。近年来，对纳米塑料的研究主要集中在其毒性、来源和迁移上，对纳米塑料的去除技术研究较少，因此，本文针对水环境中纳米塑料的定量检测和去除方法进行了总结归纳，并对纳米塑料未来的研究方向进行了展望。

1 纳米塑料的分析方法

若要充分评估纳米塑料在水环境中构成的风险，首先应确定水环境中纳米塑料的类别、尺寸、密度及数量。然而纳米塑料粒径小、在水环境中浓度低、理化性质多样以及与复杂水体环境中的化学成分类似，因此，难以对其进行检测分析[20]。Prata等[21]对水和沉积物中微塑料进行研究，将微塑料的检测分析步骤归纳为：采样收集、分离、纯化以及鉴别定量。由于纳米塑料和微塑料的化学结构及来源相似，主要区别在于迁移运输特性、生物利用度、与光和天然胶体的相互作用及塑料添加剂释放的扩散时间，故采用对微塑料的检测分析步骤对纳米塑料进行分析。每一种方法的选择都会直接影响检测结果，因此，要通过分析和量化水环境中的纳米塑料以确定纳米塑料在生态系统中的丰度、分布、迁移转化和毒性作用[22]。

1.1 纳米塑料的分离

纳米塑料常见的分离方法为过滤法和密度差法。过滤法的筛孔大小决定了所分离纳米塑料的尺寸，孔径和网眼尺寸的范围为4.5×10-5～5.5 cm[21]，但较小的孔易被有机物或矿物质堵塞。Hernandez等[23]采用五层过滤法对洗护用品进行分离。首先用反渗透水稀释洗面膏以保证尽可能低的塑料浓度同时降低洗面膏的黏度，之后在负压下分别通过20～25 μm和2.5 μm的Whatman滤纸，然后再施加正压，在0.45 μm、双层0.1 μm Whatman滤纸过滤，最终得到100 nm的塑料颗粒。该实验也首次证明洗面膏中含有纳米塑料。密度差法是利用纳米塑料与其他杂质的密度差异性将其分离（塑料密度0.8～1.6 g/m3）。通常是将样品和盐饱和溶液混合并收集含纳米塑料的上清液，进一步过滤进行分析[24]，但存在氯化钠的回收率低、操作过程琐碎、花费时间较长的问题[25]。近年来，Zhou等[26]提出高效分离的浊点萃取法（Cloud point extrac⁃tion，CPE）。这种液液萃取法的原理是纳米塑料由非离子表面活性剂经浊点萃取分离后，在高温下加热去除共存的萃取剂，用来预浓缩水环境中痕量纳米塑料。Elfgen等[27]采用疏水性离子液体为萃取剂，通过改变阳离子或阴离子的侧链，增强萃取剂和纳米塑料之间的相互作用强度，从而将塑料颗粒提取到萃取剂中，来分离水环境中这些潜在有害污染物。与分子溶液相比，该方法在塑料颗粒的溶剂化和相转移机理方面具有明显优势。

1.2 纳米塑料的鉴别和定量

人们仍然对水环境中纳米塑料的数量知之甚少，因此，纳米塑料的粒径分布、颗粒浓度和质量浓度的定量数据对进一步评估纳米塑料的潜在风险至关重要。对于纳米塑料的鉴别和定量，常用的方法有光谱法和热分析法。光谱法包括傅里叶变换红外光谱（Fourier-transform infrared spec⁃troscopy，FTIR）、拉曼光谱，二者的空间分辨率分别为20 μm和1 μm，不适用于单个纳米塑料的分析；热分析法包括热重量分析和差示扫描量热法，不同聚合物在热稳定性方面存在差异；其他方法还有电子显微镜、气相色谱-质谱法。通常是将多种方法结合在一起，热解气相色谱质谱通过对纳米塑料的热解产物进行分析，以确定聚合物种类，但会完全破坏样品且很难满足纳米塑料的预富集。目前有多项证据证明纳米塑料的存在会给我们带来风险，但是仍缺乏样品鉴别和定量的标准化方法，当仅分析少量样品时会导致较高的偏差。因此，分析方法需要进行不断验证才能建立可比较的方法，以解决环境中纳米塑料的分析问题。

1.2.1 光谱法

FTIR是检测微塑料最常用的方法，分子能选择性吸收样品波长的红外线，从而激发振动跃迁，检测红外线被吸收的情况可得到样品的红外吸收光谱，根据不同光谱的差异可以识别不同的样品[28]。主要包括两种测量模式：衰减全反射（At⁃tenuated total reflection，ATR），适用于较大颗粒的鉴别（＞500 μm）；焦平面阵列（Focal plane array，FPA），需根据测试样品的尺寸、形状和厚度等特性进行选择。但由于FTIR的单粒子分析检测限为20 μm，故其只能用于微塑料的批量分析。拉曼光谱可满足纳米级微塑料的监测并提供样品化学组成的空间分布图，但会受到塑料颜色、添加剂和其他污染成分的影响。若要提高分辨率，FTIR常与原子力显微技术（Atomic force micro⁃scope-infrared spectroscopy，AFM-IR） 联用[29]获得高空间分辨的红外光谱以及在特定波长下采集高分辨化学图像的能力，可得到50 nm范围内的光谱信息。Hernandez等[23]验证洗面膏中是否存在纳米塑料时，使用电子扫描显微镜确认存在的纳米粒子的尺寸范围为24～52 nm，使用X射线电子能谱和FTIR鉴别出纳米粒子由聚乙烯组成，确定了洗护用品中的确存在纳米塑料。这些方法可以监测海洋和淡水中的纳米塑料，进而确定水环境中纳米塑料的污染状况。

1.2.2 热分析法

除光谱分析法外，聚合物的鉴别可采用热分析法，常用的方法有热重-差示扫描量热法（Ther⁃mogravimetry-differential scanning calorimetry，TGA-DSC）、热解气相色谱质谱法（Pyrolysis gas chromatography mass spectrometry ，Py-GC-MS） 和热提取解吸气相色谱质谱法（Thermal extraction desorption gas chromatography mass spectrometry，TED-GC-MS）。Huppertsberg等[28]将热重分析和差示扫描量热法耦合，通过升温使聚合物发生相变，根据聚合物固液相转变间的热容量差异鉴别聚合物类别，该法样品容量为1～20 mg，成本低且操作简单，但缺点在于由于不同聚合物间过渡温度重叠，故不能测定每一种聚合物，目前可测PP、PE；TED-GC-MS相比前一种方法具有更高的样品容量，高达100 mg，每个样品测量时间为2.5 h，使用前需要细致的样品制备步骤以排除复杂基质的干扰，可提高空间分辨率和成像效果，用来鉴别和定量聚合物。热解气相色谱质谱[30]是目前应用比较广泛的仪器，与传统GC-MS的区别是在GC仪器上方垂直连接微波热解炉，可以定量少量样品。原理是纳米塑料在惰性条件下热解，热解温度是500～800℃，形成的气体会被捕获在色谱柱上而分离，进而根据质谱法鉴定样品的量。Zhou等[26]采用热解气相色谱质谱鉴别纳米塑料，该实验中采用表面活性剂Triton X-45对痕量纳米塑料进行浊点萃取以达到进样要求，不会干扰纳米塑料的原始形态和尺寸，然后在190℃下加热3 h以热解Triton X-45，对获得的提取物进行热解气相色谱-质谱分析以对纳米塑料定量。实验结果表明纳米塑料聚甲基丙烯酸酯的回收率为76.5%～96.6%，纳米塑料聚苯乙烯的回收率为84.6%～96.6%，该方法样品制备要求低、特异性高、灵敏度高。另外，目前对于纳米塑料的定量经常运用微观技术和光散射技术，例如扫描电镜、透射电镜、纳米粒子跟踪分析（Nanoparticle tracking analysis，NTA）、动态光散射（Dynamic light scattering，DLS）、多角度光散射等技术测定。DLS是根据测量纳米颗粒布朗运动时引起的散射光强度的波动来表征颗粒的大小，散射光的强度与颗粒直径的六次方成正比[31]。Hernandez等[23]应用动态光散射定量了脸部磨砂膏中PE纳米塑料的尺寸分布，并通过扫描电子显微镜证实了这一点。综上，与光谱法相比，热分析法具有破坏性，只能够进行化学表征以鉴定种类，不能确定粒度和尺寸，但可以测定粒径更小的聚合物，对其鉴别和定量。

纳米塑料在环境中的存在形式复杂及纳米塑料的预处理困难，导致在研究中缺乏一致和可靠的数据来分析环境中的纳米塑料。纳米塑料的复杂形式对取样和分析提出了挑战，但可以通过尽可能分离纳米塑料和非纳米塑料来简化定量步骤。对纳米塑料研究时，采取高纳米分析系统，使用自动定量算法同时对纳米颗粒的化学形态和数量进行测定，以确定环境中纳米塑料的数量。

2 纳米塑料去除技术

污水处理厂中的塑料颗粒一旦排放到水体环境中，便会降低处理效率且加大处理成本，故要减少水生生态系统中的纳米塑料，首先要关注污水处理厂中纳米塑料的去除。近年来，污水处理厂[32]采用膜生物反应器（Membrane bioreactor，MBR）、快速砂滤法、溶解气浮法（Dissolved air floatation，DAF）和微生物法等来去除水中的微塑料，可以去除粒径大于20 μm的微塑料，去除效率高达97%[33]。然而这些传统方法并不适用于纳米塑料，因此，国内外研究者在传统法的基础上探究出新的去除方法[34]，比如电吸附、新型絮凝剂、光催化矿化和微藻吸附等去除方法。各个方法的原理及优缺点如表1所示。

表1 不同纳米塑料的去除方法比较Table 1 Comparison of removal methods of different nano plastics

2.1 物理法

2.1.1 絮凝法

污水处理厂中常用的絮凝剂有无机絮凝剂、有机高分子絮凝剂和微生物絮凝剂，与水中的污染物形成稳定、坚固的结构，可去除污水中的重金属、磷酸盐和细菌等，但由于纳米塑料粒径小，无法高效去除，故要探究新的絮凝方式。用作絮凝剂的金属阳离子在自然环境中很少独立存在，但在特定情况下天然水体中的二价和三价金属阳离子会形成层状双氢氧化物（Layered double hy⁃droxides，LDH）。LDH是可交换水体中阴阳离子的二维无机材料[35]，具有高阴离子交换容量、高比表面积及低成本的特点，故可作为理想的吸附剂和阴离子交换剂，污水处理厂用其去除水中的纳米塑料。Wu等[35]制备Mg/Al层状双氢氧化物溶液，在静电作用和分子间作用力下捕获粒子。在絮凝过程中，随着pH的升高，原位的Mg/Al-LDH逐渐形成，并且在其表面可以捕获纳米塑料，当pH值为9.0～10.0时形成的Mg/Al-LDH是最容易去除纳米塑料的理想絮凝剂，去除效率可达90%以上。与单独镁或铝絮凝剂相比，LDH具有更强的亲水性和更高的密度，而且不会使塑料重新返回水体造成二次污染。因此，原位LDH生长絮凝可以提供一种有效的去除纳米塑料的方法。

2.1.2 过滤法

随着塑料粒径的减小，过滤比混凝沉淀的去除效果更显著，Zhang等[47]研究了饮用水处理期间微纳米塑料（0.108～125 μm）的去除效率。该实验以无烟煤和粗棉布作为过滤介质，使孔隙率达到0.54 μm以复制标准实验规模的饮用水过滤系统。为了评估塑料颗粒的去除百分比，水样经滤池过滤后，再通过0.025 μm和0.2 μm的膜以量化过滤期间塑料颗粒的去除率。实验结果为：10～20 μm的微塑料去除率为86.9%±4.9%，1 μm颗粒去除率为94.9%±0.4%，180 nm颗粒去除率为98.9%±0.7%，106～125 μm颗粒去除率为99.9%±0.1%。这表明去除率与颗粒尺寸的变化不成比例，粒径小的塑料颗粒不一定有较低的去除率。Murray等[36]用台式真空过滤装置研究小于400 nm的纳米塑料去除效率，从扫描电子显微镜图像中确定实验中采用的纳米塑料的平均粒径为（333±76 nm），实验去除效果用浊度评价，实验结果显示0.22 μm过滤器可去除92%的颗粒。过滤法的去除效率比较高，但仍不能将全部的纳米塑料截留，主要是因为被纳米塑料堵塞的孔隙会降低有效孔径，在静电力的作用下会增加纳米塑料的截留，并且过滤器表面会形成生物膜，带负电的纳米塑料会被吸附到膜内的正官能团中。

2.2 化学法

2.2.1 电吸附法

电吸附法是利用电场的作用，吸附水中带负电的纳米塑料到电极表面形成双电层，使其富集浓缩，从而达到去除的目的。Xiong等[37]采用电吸附装置去除溶液中40 nm的聚苯乙烯纳米塑料。由于纳米塑料的表面显示负电荷，与阳极通过静电吸引从而被吸附在电极表面，并且在电极表面可以清楚地看到白色沉淀，电极的吸附容量为每克活性炭吸咐0.707 g塑料。纳米塑料的去除率取决于吸附电极的比容量，通过调整电极距离、电极材料和电流密度进一步提高效率。但天然纳米塑料会吸附水环境中的污染物质，因此，需要考虑设计电极和配置（如离子交换膜）以避免二次污染。Wang等[38]对传统的压力驱动膜进行改进，采用高度多孔的电纺膜，通过逐层组装的方法制得，具有可调节的表面电荷，可以容纳更多的吸附位点，使带正电的膜吸引带负电的纳米塑料。实验结果表明利用低压驱动的静电纺丝膜可有效去除水中的纳米塑料。总而言之，电吸附法操作简便且低耗节能，可以作为污水处理厂中的三级处理，以达到去除水中纳米塑料的目的。

2.2.2 光催化矿化法

光催化是氧化还原过程。用适当的光能激发纳米结构半导体，当半导体有等于或高于其带隙的能量时，会发生光催化降解，产生空穴和受激电子，受激电子与周围的水或羟基反应生成高反应性物种，例如过氧化物和羟基自由基，可以高效降解纳米塑料[39-41]。Tofa等[42]用具有高氧化还原电势、高电子迁移率和无毒性的ZnO纳米棒光催化剂降解低密度聚乙烯薄膜中残留的纳米塑料。在降解过程中，催化剂产生的羟基和超氧化物自由基将长链聚合物降解为低分子量聚乙烯烷基自由基。随后，通过结合氧形成过氧自由基，然后从聚合物链中提取氢原子以形成过氧化物基团，最终羰基指数增加30%，聚合物表面的皱纹、裂缝和空腔数量增加，这表明氧化锌纳米棒可以光催化降解聚乙烯。Allé等[43]以TiO2/β-SiC泡沫为异质催化剂，在UV-A辐射下光催化降解聚苯乙烯纳米颗粒。结果表明在低pH（4～6）和低流速下的降解速率比较高，7 h内的降解率大于50%，并且较小的聚苯乙烯降解速率更快。因此，现在的研究应集中在纳米塑料的降解机理，以优化去除工艺并提升去除效率。

2.3 生物法

2.3.1 微藻吸附法

微藻作为水环境中的初级生产者，具有生命周期短、广泛存在及绿色清洁等优点。尤其是在外界环境的刺激下微藻细胞可以分泌具有黏性和特异性的胞外聚合物（Extracellular polymeric sub⁃stances，EPS），进而与水环境中的纳米塑料结合形成异聚集体，从而加速纳米塑料的沉降，使其从水生态环境中去除。EPS在这个过程中起着重要的作用，是微生物细胞代谢过程中产生的聚合物，会在细胞表面形成缠结或共价交联的网络，主要成分是多糖和蛋白质（占整个EPS的70%～80%）。Cunha等[44]对比海洋微藻和淡水微藻的产EPS能力，认为在目前研究的微藻中，蓝藻是最适合聚集纳米塑料的藻种，可以分泌出2.146 mg/L的EPS；异聚集体的形成不仅和微藻胞外聚合物的大小、产量和稳定性有关，而且与纳米塑料的类型和大小有关。时隔一年，该研究组[45]进一步评估蓝藻产EPS的能力，发现在0.1 μm、10 mg/L的纳米塑料刺激下，EPS产量更高；继而测定EPS的组成以探究异聚集体聚集能力强的原因，发现实验组中EPS的半乳糖和木糖占25%以上，比起对照组有所提升，这说明糖单体的比例在EPS的内聚性中起重要作用。这些糖的较高表达和过量产生可能使微藻分泌出更多的EPS，进而增强微藻形成异聚集体的能力[46]，加速微塑料在水生态系统中的沉降去除。微藻分泌出的胞外聚合物可以替代废水处理中使用有害的化学药剂，同时可以絮凝和聚集纳米塑料。因此，这是一种多功能纳米塑料的生物解决方法，可以作为一种未来污水处理厂中纳米塑料的去除手段。

2.3.2 微生物降解法

塑料的降解主要包括光降解、化学降解及生物降解。前两种可以比较高效地降解塑料，但耗资高昂，难以达到经济高效，而生物降解因其降解条件温和、产物无污染的特点，逐渐成为研究纳米塑料降解的主流之一。在降解时主要分为四个过程[48]，分别是微生物在塑料表面和内部的生长、生物裂解和胞外酶的释放、生物氧化生成小分子的中间产物、矿化作用生成二氧化碳和水。Cocca等[49]用四个月的实验研究结果表明使用海洋群落Agios consortium和Souda consortium可以去除海水中的高密度聚乙烯。对细胞进行监测，发现塑料可以作为海洋群落中丰富的碳源，为生物提供养料。Jacquin等[48]的探究表明菌株P.knack⁃mussiiN1-2和P.aeruginosaRD1-3具有较高效塑料降解能力，其基因组包括具有编码降解塑料相关的基因。菌株N1-2对聚乙烯的降解率为5.95%±0.03%，菌株RD1-3对聚乙烯的降解率为3.62%±0.32%。随着生物技术的发展，越来越多的研究采用高通量测序技术对微生物进行分析，以探究纳米塑料的降解机制，为环境中纳米塑料的去除提供一种有效方式。

3 结语与展望

纳米塑料作为一种新兴的持久性污染物，引起了国内外学者的广泛研究。由于其定量检测和去除技术的问题，成为水环境问题研究的热点和难点之一。纳米塑料的复杂形式对环境中纳米塑料的定量检测提出了挑战。目前比较常用的方法是热解气相色谱质谱仪，但会破坏样品，无法对其形态进行分析。未来的研究可集中在开发一种高通量纳米分析系统，以同时分析纳米塑料的形态并对其定量。对于纳米塑料的去除技术研究很少，大部分处于实验阶段。本文通过归纳总结纳米塑料的检测和去除技术研究进展，为之后纳米塑料的研究，提出以下几点展望：1）扩大纳米塑料的研究范围，探究其对各种生物的毒性机理，以确定纳米塑料对人体的潜在不利影响；2）加强纳米塑料检测和定量方法方面的研究，建立可行的体系分析方法，以确定纳米塑料的粒径大小、浓度以及种类；3）进一步开发纳米塑料去除技术，比如筛选出可以释放更多EPS的微藻菌株，促进微藻和纳米塑料的吸附和聚集，去除纳米塑料；4）关注污泥中纳米塑料问题。目前很多研究集中于去除水中的纳米塑料，同样应关注污泥中纳米塑料的去除；5）我国污水处理厂在去除纳米塑料上还有很大的提升空间，可通过分析纳米塑料的来源以及探究更高效的去除技术来减少水环境中的纳米塑料。