编辑推荐：
本综述聚焦水系统中微塑料（MPs）对消毒过程及消毒副产物（DBPs）形成的影响，指出现有研究多基于高浓度 MPs 和消毒剂的实验室条件，缺乏真实环境考量。同时探讨 MPs 作为病原体、抗生素抗性基因（ARGs）等载体的作用，呼吁开展更贴近实际的研究。
1. 引言
微塑料（MPs）是广泛存在于陆地和水生环境的污染物，粒径范围 1 μm 至 5 mm，由塑料废物经光照射、风化等降解形成，常见类型包括聚乙烯（PE）、聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）等。废水处理厂（WWTPs）是 MPs 的主要接收者，其处理后的尾水会将 MPs 释放到自然水体中。饮用水处理厂（DWTPs）中，约 95% 的残留 MPs 粒径在 1-10 μm。
消毒是水处理厂的重要工艺，常用方法包括氯化、臭氧化和紫外线（UV）照射。消毒剂与天然及人为有机物等反应会生成消毒副产物（DBPs），如三卤甲烷（THMs）、卤乙酸（HAAs）等，许多 DBPs 具有致癌性和致突变性。目前关于消毒过程中 DBPs 形成的研究较多，但 MPs 在消毒阶段的影响尚需深入探讨。现有研究多使用远超实际浓度的 MPs 和消毒剂，难以反映真实环境中的复杂情况，且对 MPs 作为 DBPs 前体的作用关注不足。
2. 微塑料与消毒剂相互作用的实验现状
多项研究表明，消毒过程会改变 MPs 的物理化学性质，使其释放可溶性有机物，进而影响 DBPs 形成，但实验条件普遍与实际不符。
- 氯化消毒：Kelkar 等研究发现，聚苯乙烯（PS）在模拟废水处理厂（5 mg/L 氯，30 min）和饮用水处理厂（2.5 mg/L 氯，30 min）条件下即发生结构变化，而高密度聚乙烯（HDPE）仅在极端条件下变化，聚丙烯（PP）基本不受影响。但该研究使用试剂级水，未考虑实际环境中的污染物和微生物。
- 臭氧化：Ziembowicz 和 Kida 的研究显示，臭氧化可使 PE、PP、PS、PVC 的表面积减少 1.3%-26.7%，溶解有机碳（DOC）含量增加，表明有邻苯二甲酸酯类物质释放。然而，实验在去离子水中进行，且为间歇式操作，与实际处理工艺不同。Hao 等模拟水处理厂条件，对 PE 和热塑性聚氨酯（TPU）进行臭氧化后氯化，发现 TPU 表面更脆、亲水性增强，DBPs 生成量显著增加，尤其在有溴化物存在时，但实验中 MPs 浓度过高。
- 紫外线消毒：Shen 等发现，MPs 浓度大于 50 mg/L 时，即使增加消毒剂剂量，消毒效果也不再提升，紫外线或氯化消毒对附着在 MPs 表面的大肠杆菌（E. Coli）灭活效果显著下降。但高浊度可能干扰了消毒效果，且实验条件与实际不符。
此外，多项研究表明，MPs 释放的溶解性有机物（DOM）可作为 DBPs 前体，不同类型 MPs 生成 DBPs 的能力不同，如 TPU 生成的三氯甲烷（CHCl?）较多，PP 较少。但这些研究中 MPs 浓度普遍高于实际水体，可能夸大了氯化对 DBPs 形成的影响。
3. 微塑料对抗性基因的影响
3.1 微塑料与抗生素抗性基因（ARGs）
废水处理厂中存在 MPs、抗生素和抗生素抗性基因（ARGs），但对它们在消毒过程中的共存和相互作用研究不足。细菌可通过垂直基因转移（VGT）或水平基因转移（HGT）获得 ARGs，WWTPs 既是 ARGs 的聚集地，也是潜在来源。Yang 等发现，聚苯乙烯 MPs 会增加 ARGs 含量，可能因其提供了附着位点并增加水体浊度，影响紫外线消毒效果。Huang 等研究表明，聚乙烯 MPs 会阻碍氯对耐药大肠杆菌（AR E. coli）和耐药粪肠球菌（AR E. faecalis）的消毒效果，使对数灭活值降低。You 和 Liu 则发现，PP、PE、PS MPs 对环丙沙星氯化过程中 DBPs 的生成无显著影响。
3.2 微塑料与消毒剂抗性基因（DRGs）
消毒剂管理不当导致消毒剂抗性基因（DRGs）扩散，DRGs 可通过水平转移在细菌间传播，形成消毒剂抗性细菌（DRB）。MPs 为微生物提供了 “安全庇护所”，形成塑化圈（plastisphere）群落，促进 DRGs 和 DRB 的传播。Zhang 等指出，MPs 作为微生物和浮游生物的载体，促进基因转移和水平交换。MPs 表面形成的生物膜可保护细菌免受消毒剂作用，同时利于 ARGs 和 DRGs 的转移和交换，这些抗性基因还可通过食物链进入人体。
4. 结论
现有研究多基于实验室条件，使用高浓度 MPs 和消毒剂，难以准确评估 MPs 在实际水处理中的风险。未来研究需采用接近真实环境的实验设计，包括使用实际废水或饮用水基质、考虑水处理厂运行参数及 MPs 负荷的时空变化。原位监测和中试 / 全尺寸研究对验证实验室结果至关重要，需加强对 MPs 在消毒阶段的危害及其作为 ARG 和 DRG 载体的实时监测和评估。
