季节性变化与运行因素对市政序批式反应器污水处理系统中微塑料去除效果的影响

《Water-Energy Nexus》：Seasonal Variations and Operational Influences on Microplastic Removal in a Municipal Sequencing Batch Reactor Wastewater Treatment System

　　普拉达布杜安·基亚蒂萨克西里（Pradabduang Kiattisaksiri）|努姆丰·埃阿克塔桑（Numfon Eaktasang）|尼塔亚·帕苏克蓬（Nittaya Pasukphun）|亚纳西妮·苏玛（Yanasinee Suma）
泰国兰庞大学（Lampang Campus）公共卫生学院，地址：248, M.2, Pongyangkok, Hang Chat, Lampang, 52190

**摘要**
水生生态系统中的微塑料（MP）污染是一个全球性的关键问题，而市政污水处理厂（WWTPs）是主要的排放途径。本研究评估了泰国兰庞市一种序批反应器（SBR）系统在三个不同季节内对微塑料的去除效率和数量。微塑料浓度范围为0.11 ± 0.33至3.00 ± 2.60颗粒/升，夏季浓度最高（2.74 ± 2.49颗粒/升），比雨季和冬季高出85–93%。季节性运行动态显著影响了SBR的处理效果：雨季的去除效率为33%，冬季为0%，夏季则出现了负效率（-29%）。这些发现表明，季节性废水特性以及颗粒的再悬浮和破碎过程对微塑料的滞留有深远影响。较大的微塑料（351–1,000微米）占进水量的62%，曝气过程中的机械应力促进了颗粒的破碎，使得出水中的较小微塑料（<350微米）比例增加。纤维和碎片是主要的形态类型，PET和PE是主要的聚合物成分。本研究强调了季节性条件对微塑料动态的显著影响，并指出了优化传统SBR系统以减少微塑料排放到环境中的必要性。

**1. 引言**
微塑料（MP）污染——定义为直径小于5毫米的塑料颗粒——已成为一个严重的全球环境威胁，因为它可能在食物网中积累并对水生生物产生不利影响（Ahmed等人，2023年；Rossatto等人，2023年）。早期研究主要集中在海洋环境中，但学者们最近开始关注淡水和河流系统（Barone等人，2025年；Wang等人，2023年）。然而，确定微塑料来源并量化其分布以制定有效的缓解策略是当务之急（Le等人，2023年）。专家调查显示，需要在不同生态系统中采用先进的监测技术（如视觉监测和无人机调查）来准确评估塑料扩散的范围（Gallitelli等人，2024年）。在进入自然水体之前，陆地上的微塑料主要通过地表径流、大气沉降和污水处理厂排放物传播（Le等人，2023年）。采用一级和二级处理的传统污水处理厂被认为是向水体排放微塑料的主要来源（Hamidian等人，2021年；Yaseen等人，2022年）。例如，Murphy等人（2016年）估计，一个日处理量为261,000立方米的污水处理厂每天排放6.5 × 10^7个微塑料颗粒。因此，污水处理厂既是微塑料进入水生生态系统的屏障，也是其入口（Talvitie等人，2017年；Ziajahromi等人，2017年）。了解微塑料在处理过程中的形态和去除效率对于提高污水处理厂性能至关重要（Hongprasith等人，2020年；Petroody等人，2020年）。虽然通过各种物理、化学和生物处理方法可以部分去除微塑料（Cluzard等人，2015年；Zhang和Chen，2020年），但了解它们在污水处理厂内的最终命运至关重要——尤其是在考虑将水回收用于家庭或农业用途时。在发展中国家，这一问题尤为突出，尽管对水资源再利用的依赖日益增加，但相关研究仍然有限（Le等人，2023年）。在泰国等发展中国家，市政废水是主要的污染源；截至2019年，只有26.9%的废水在116个处理设施中得到了处理（PCD，2020年）。其中，序批反应器（SBR）系统（如兰庞省使用的系统）采用了专门的生物处理方法。尽管SBR在去除有机物方面非常有效，但其滞留微塑料的能力会受到流量、降雨强度和沉积物渗透等季节性变化的影响（Balla等人，2024年；Barthelemy等人，2024年）。尽管之前的泰国研究表明雨季径流稀释会改变氧化沟中的微塑料浓度（Kittipongvises等人，2022年），但这些变化背后的机械和操作因素仍不甚明了。

微塑料管理中一个关键但常被忽视的方面是污染物去除与操作强度之间的相互作用，特别是在水-能源关系框架内。在SBR运行中，进水流量和温度的季节性波动需要调整曝气强度和持续时间。虽然强烈的曝气对生物稳定性至关重要，但由此产生的机械剪切作用可能会无意中将较大的塑料碎片破碎成更小、更持久的微碎片。这表明在追求高有机物去除效率与滞留微塑料的目标之间存在潜在的权衡，对可持续的废水管理具有重要意义。

尽管相关文献越来越多，但关于泰国不同季节条件下SBR系统微塑料去除效果的研究仍然不足。本研究通过综合分析季节性运行动态如何影响微塑料的命运，填补了这一知识空白。本研究的目标是：（i）描述不同季节下SBR进水、曝气池和出水中的微塑料数量、形态和聚合物组成；（ii）评估每个处理阶段的去除效率，为优化SBR系统和整体处理性能提供见解，从而减少微塑料的排放。

**2. 材料与方法**
**2.1. 研究地点和废水收集**
本研究在泰国北部的兰庞省Muang Lamphun市政水质发展站进行（坐标：18°34'11.4"N, 99°00'30.9"E）。该设施被选为该地区采用SBR技术的代表性社区规模污水处理厂（PCD，2020年）。该厂负责处理市政废水，然后将其排放到Kuang河（图1）。SBR系统的设计处理能力为10,000立方米/天，目前实际处理负荷约为2,500立方米/天（兰庞市政府办公室，2022年）。SBR运行包括四个阶段：（i）充水、（ii）反应（曝气）、（iii）沉淀（固液分离）和（iv）排放（图2）。

**2.2. 系统采样**
为了全面评估微塑料动态，我们在三个处理阶段进行了系统的采样：进水（原始废水）、曝气池（混合液）和出水（处理后的废水）。为考虑季节性变化，每个季节进行了三次独立采样：（i）雨季（2023年9月至10月）、（ii）冬季（2024年2月）和（iii）夏季（2024年4月至5月）。为减少短期进水波动的影响并确保数据可靠性，采用了与24小时SBR运行周期同步的复合采样方法。每次采样时收集5升废水，重复三次，共获得27个样本（3个阶段×3次采样×3次重复），整个研究期间共进行了81次分析。这种高分辨率、分阶段的采样设计使得能够详细评估生物处理过程中的微塑料变化。所有样本均收集在玻璃容器中，并在4°C下储存，以防止实验室预处理和分析前的二次污染。

**2.3. 实验室分析**
**2.3.1. 废水的物理化学分析**
为了表征废水并评估SBR的处理效果，监测了关键物理化学参数，包括pH值、生化需氧量（BOD5）和悬浮固体（SS）。所有分析均按照《水和废水检测标准方法》（APHA，2017年）进行。具体而言，pH值使用数字pH计（Suntex，SP-2100）现场测量；BOD5采用5天BOD测试法（方法5210B）测定；SS通过103–105°C下干燥的总SS固体法（方法2540D）测定。

**2.3.2. 微塑料样品制备**
微塑料提取方法参考了美国国家海洋和大气管理局（NOAA）的协议（Masura等人，2015年；Ruffell，2019年；Kiattisaksiri等人，2025年）。首先，将1升废水通过300微米不锈钢过滤器过滤。收集到的固体包括大碎片和被有机基质捕获的较小微塑料颗粒（如絮体和生物膜），然后用约200毫升超纯水冲洗并转移到预先称重的250毫升玻璃烧杯中，然后在90°C下蒸发至干燥。为了去除易降解的有机物，干燥后的残留物进行了湿过氧化氢氧化（WPO）处理。具体步骤为：向样品中加入20毫升0.05 M Fe(II)溶液和20毫升30%过氧化氢（H2O2），在室温下反应5分钟，然后在60°C下加热至有机物质完全降解。反应后，用去离子水将样品体积调整至25毫升。处理后的悬浮液通过25微米硝酸纤维素膜（0.2微米孔径）过滤。膜在45°C下干燥两小时，然后存放在密封容器中的干燥器中，以便进行微观分析和尺寸分布测定。

**2.4. 微塑料的表征与鉴定**
收集到的微塑料的数量、大小、形状、颜色和聚合物组成通过微傅里叶变换红外（μ-FTIR）显微镜（LUMOS II，Bruker）进行分析。鉴定和表征过程包括三个主要步骤：
（i）视觉和形态分析：使用μ-FTIR系统的集成高分辨率数字相机对每个膜过滤器进行扫描，记录形态特征（如纤维、碎片或薄膜/片状）和颜色。根据最长尺寸确定颗粒大小。
（ii）化学鉴定：对每个疑似微塑料颗粒获取红外光谱。主要采用衰减全反射（ATR）模式进行测量，以获得高质量的光谱特征。
（iii）数据验证和质量控制：将获得的光谱与专门的聚合物数据库（Bruker Spectrum IR Library）进行比对。为确保数据可靠性，应用了≥70%的保守光谱匹配阈值。只有超过此阈值的颗粒被确认为微塑料；不符合此标准的颗粒被排除在数据集之外。

**2.5. 微塑料去除效率与统计分析**
微塑料去除效率通过比较进水和出水中的浓度来确定。由于低密度微塑料通常与悬浮固体相关并通过沉淀去除，随后会在污泥中积累（Liu等人，2019年），因此采用了综合分析方法来评估这些动态。统计分析以每个采样事件（每个季节3次）为重复单位。每个事件测量三次，其平均值代表每个采样位置的微塑料浓度（进水、曝气池和出水）。

**2.6. 方差分析**
为了评估微塑料数量和去除效率的季节性差异，进行了单因素方差分析（ANOVA），随后进行了Tukey的诚实显著差异（HSD）事后检验。在分析之前，使用Shapiro-Wilk检验严格测试数据的正态性，使用Levene检验测试方差的同质性。必要时，应用对数转换以满足参数假设。此外，使用卡方（χ2）检验来确定处理阶段与微塑料特性（大小、形状、颜色和聚合物类型）之间的显著关系。所有统计分析均在Google Colab环境中使用Python（SciPy和statsmodels库）执行，显著性水平设为p < 0.05。

**2.7. 质量保证与质量控制（QA/QC）**
为确保微塑料鉴定的准确性并减少二次污染，整个研究过程中实施了严格的质量保证/质量控制（QA/QC）协议。所有实验室操作都在层流罩内的受控环境中进行，以减少空气中的颗粒沉积。研究人员始终穿着100%棉质实验服和丁腈手套。在蒸发和WPO阶段，所有玻璃烧杯都用铝箔安全覆盖，以防止交叉污染。仅使用了玻璃器皿和不锈钢工具；所有设备在使用前都用过滤后的去离子水（0.2 μm过滤器）进行了三次冲洗。每个采样批次同时处理了程序空白样（每九个样本一个空白样），以监测潜在的空气传播和试剂污染。本研究中报告的微塑料（MP）数量通过减去这些程序空白样中检测到的平均颗粒数进行了校正。这种严格的方法确保了季节性MP丰度数据的可靠性和完整性。

3. 结果与讨论
3.1. 废水特性和MP的丰度
三个采样季节中废水的运行性能和物理化学特性总结在表1中。SBR系统保持了稳定的pH值（7.33–7.93），尽管有机负荷（BOD5）和悬浮固体（SS）有所变化。值得注意的是，夏季的进水BOD5最高（2.65 ± 1.74 mg/L），而冬季的进水SS最高（10.50 ± 7.79 mg/L）。关键的是，夏季的环境温度极端，范围从24.0到44.0 °C，天气昏暗且非常炎热。这些环境波动为处理阶段观察到的MP动态提供了重要背景。

表1. 三个采样季节（雨季、冬季和夏季）SBR处理过程中废水质量参数和环境气象条件的总结。
| 季节 | 环境温度范围（°C） | 天气条件 | 采样点 | pHBOD5（mg/L） | SS（mg/L） |
| --- | --- | --- | --- | --- |
| 雨季 | 22.5–39.6 | 高湿度/部分多云 | 进水 | 7.33 ±0.05 | 1.95 ±1.46 |
| | | | 出水 | 7.64 ±0.12 | 9.50 ±15.16 |
| | | | | 7.63 ±0.19 | 9.87 ±14.85 |
| 冬季 | 18.0–39.6 | 晴朗天空/低湿度 | 进水 | 7.64 ±0.28 | 1.65 ±0.40 |
| | | | 出水 | 7.93 ±0.03 | 1.90 ±0.48 |
| | | | | 7.55 ±0.02 | 2.65 ±1.74 |
| | | | 出水 | 7.77 ±0.08 | 3.70 ±4.73 |
| | | | | 7.88 ±0.09 | 1.75 ±0.71 |
注：BOD5：生化需氧量；SS：悬浮固体。环境温度和天气数据记录于2023–2024年采样期间。
表2. 泰国Lamphun的SBR系统中不同处理阶段和季节检测到的MP丰度。
| 季节 | 进水（颗粒/L） | 曝气（颗粒/L） | 出水（颗粒/L） | 季节平均值（颗粒/L） |
| --- | --- | --- | --- | --- |
| 雨季 | 0.33 ± 0.50 | 0.67 ± 0.50 | 0.22 ± 0.44 | 0.41 ± 0.50 |
| 冬季 | 0.22 ± 0.44 | 0.11 ± 0.33 | 0.22 ± 0.44 | 0.19 ± 0.40 |
| 夏季 | 2.33 ± 1.00 | 2.89 ± 3.48 | 3.00 ± 2.60 | 2.74 ± 2.49 |
注：数值代表平均值 ± 标准差（SD）。
观察到显著的季节性变化，夏季的MP浓度（2.74 ± 2.49颗粒/L）明显高于雨季（0.41 ± 0.50颗粒/L）和冬季（0.19 ± 0.40颗粒/L）的所有处理阶段。单因素方差分析（ANOVA）后进行Tukey的HSD事后检验显示季节性差异显著（p < 0.05），证实夏季浓度显著高于雨季和冬季。具体来说，夏季的MP浓度比其他季节高出约85–93%。极端的环境温度（高达44.0 °C）可能加剧了开放式SBR反应器中塑料碎片的热应力。这些发现与先前研究的结果一致，这些研究指出在温暖时期塑料消耗和与洗衣相关的微纤维释放量增加（Chen等人，2025年；Liu等人，2021年）。图3(a)中的Tukey箱形图展示了这些统计分组，雨季和冬季属于同一组（“a”），夏季则构成一个不同的组（“b”）。这些发现与夏季进水中较高的BOD5相关，这通常需要加强曝气循环。这种增加的运行强度，加上季节性的温度变化，可能促进了较大塑料碎片在系统内分解为更小、可检测的微碎片（Enfrin等人，2019年；Sun等人，2019年；Lv等人，2019年）。

下载：下载高分辨率图片（172KB）
下载：下载全尺寸图片
图3. Tukey箱形图表示不同（a）季节和（b）废水处理阶段中MP丰度（颗粒/L）的分布。使用单因素方差分析后进行Tukey的HSD事后检验确定组间存在显著差异（p < 0.05）；不同的小写字母表示统计上显著的差异。
与以往的研究（表3）相比，本研究中观察到的MP浓度相对较低，这可能归因于几个因素。首先，所研究的污水处理厂仅以设计容量的25%（2,500 m3/d，而设计容量为10,000 m3/d）运行。这种相对较低的水力负荷显著延长了SBR循环中的水力停留时间（HRT），从而增强了微塑料与生物絮体的重力沉降和共沉淀，导致监测阶段的可检测浓度较低。其次，聚合物鉴定使用了μ-FTIR，并采用了≥70%的保守光谱匹配阈值，排除了得分较低的颗粒以减少误鉴定。这一严格的标准可能导致比主要依赖视觉分类或光谱匹配不那么严格的研究更保守的MP计数。此外，不同地理区域的废水特性、采样策略和尺寸检测限的差异显著影响了报告的MP浓度。

表3. 当前SBR系统与文献中报道的各种活性污泥处理过程之间的MP去除效率比较。
| 地点 | 处理容量（m3/d） | 处理过程 | 浓度（颗粒/L） | 去除效率（%） | 参考文献 |
| --- | --- | --- | --- | --- |
| 中国（宁波）-SBR | 100.0 ± 3.1 | 4.3 ± 3.4 | 95.7 | Jiang等人（2022a） |
| 韩国（Y市） | 110,000 | SBR | 16.4 | 50.1 | 99.1 | Lee和Kim（2018） |
| 伊朗 | 110,000 | CAS | 84 | 3.2 ± 147.5 | 11.1 | 3.1 | 98.7 | Sharifi等人（2023） |
| 芬兰 | 10,000 | CAS | 57.6 | 198.3 | 11.1 | 3.1 | 98.7 | Lares等人（2018） |
| 荷兰-CAS | 68–91 | 105 | 5–8 | 111–94 | Leslie等人（2017） |
| 美国-CAS | 18.8 × 10^-4 | 99.9 | Carr等人（2016） |
| 泰国（曼谷） | 350,000 | CAS | 4.9 | 2.4 | 51 | Maw等人（2024） |
| 泰国（那空巴通） | 3,000 | CAS | 0.4 | 0.0 | 58.6 | Maw等人（2022） |
| 泰国（暖武里） | 15,000–17,000 | OD4–12（干） | 6–33（湿） | 0–2（干） | 0–6（湿） | 75–86（干） | 16–75（湿） | Kittipongvises等人（2022） |
| 泰国（Lamphun） | 2,500 | SBR | 0.33（雨季） | 0.22（雨季） | 33（雨季） | 0（冬季） | 0（冬季） | 2.33（夏季） | 3.00（夏季） |
注：a处理厂的设计容量为10,000 m3/d，而监测期间的实际废水负荷约为2,500 m3/d。b处理过程：SBR（序批反应器）；CAS（传统活性污泥）；OD（氧化沟）。c,d,e“去除效率（%）”列中的不同上标字母表示基于Tukey的HSD事后检验（p < 0.05）的季节间显著差异。
有趣的是，图3(b)显示进水、曝气池和出水样本中的MP丰度没有显著变化（p > 0.05），表明传统的SBR过程并没有显著减少MP的绝对数量。尽管BOD5和SS成功降低，MP在出水中的持续存在突显了二次生物处理在MP保留方面的局限性。事实上，尽管水力负荷较低，夏季曝气和出水阶段的MP计数略有增加，进一步支持了生物曝气阶段热诱导的内部碎裂机制。

3.2. MP去除效率
表3总结了不同活性污泥过程中MP的去除效率，涵盖了不同的地理位置、工厂容量和反应器配置。然而，由于研究方法上的差异，这些比较必须谨慎解释。分析方法的差异——包括尺寸阈值（例如，网眼大小）、样本体积、聚合物鉴定技术（例如，μ-FTIR与拉曼光谱）和特定工厂配置——限制了直接进行“同类比较”性能基准测试的可行性。尽管如此，这些报告为评估基于活性污泥系统的总体效率提供了有价值的广泛背景。文献表明，MP去除率通常在51%到99.9%之间，具体取决于工厂设计、运行参数和进水特性。在中国和韩国，SBR和传统活性污泥（CAS）系统的效率分别达到了95.7%和99.15%（Jiang等人，2022a；Lee和Kim，2018）。同样，伊朗、芬兰和美国的CAS过程实现了超过98%的去除率，出水浓度通常低于10颗粒/L（Carr等人，2016；Sharifi等人，2023）。相比之下，并非所有设施都表现出如此高的潜力。例如，泰国曼谷的一个CAS系统，其容量为350,000 m3/d，仅实现了51%的去除率，可能是由于进水负荷高或运行限制（Maw等人，2024）。相反，那空巴通的一个较小CAS工厂达到了87%的效率，表明工厂规模和水力负荷显著影响性能（Maw等人，2022）。泰国的氧化沟（OD）系统显示出中等去除率（76–86%），在干燥季节的性能优于湿润季节（Kittipongvises等人，2022）。
在本研究中，Lamphun的SBR系统表现出高度变化的季节性性能。尽管仅以设计容量的25%（2,500 m3/d）运行，该工厂在雨季实现了33%的去除率，而在冬季则记录到净零去除率（0%效率）。冬季的0%效率来源于进水和出水中的等效平均值（0.22颗粒/L），反映了采样期间的净平衡，而不是处理活动的缺失。最值得注意的是，夏季观察到了负去除效率（–29%），表明出水中的颗粒数量高于进水。统计分析（单因素方差分析）确认这些季节性变化非常显著（F = 360.87，p < 0.0001）。Tukey的HSD事后检验进一步显示，所有季节之间的去除性能存在显著差异（p < 0.05），夏季的负效率显著低于雨季（33%）和冬季（0%）。这种负效率强烈表明污水处理厂在特定时期可能成为MP的二次来源。虽然确切机制需要进一步研究，但表4中的数据提供了一个合理的解释。在夏季，最小的MP尺寸分数（50–350 μm）在出水中的增加（效率为–100%），而较大的颗粒（651–1,000 μm）表现出正向去除（50–60%）。这种尺寸分布的变化与碎裂假说一致，即较大的、脆性的颗粒在曝气或夏季低流量期间的长时间HRT作用下分解成较小的碎片。此外，曝气循环期间污泥中积累的MP重新悬浮也可能导致了这一增加。

表4. SBR系统中MP的季节性去除效率，按特定颗粒尺寸分类。
| MP尺寸（μm） | 去除效率（%） |
| --- | --- |
| 雨季 | 50–150 | NA |
| 冬季 | 100–100 | 15 |
| 151–350 | NA |
| N/A | –100 |
| 351–650 | N/A |
| 50 | 65 |
| 1,001–5,000 | 33 |
| N/A | 60 |
| 1,001–5,000 | NA | 0 |
| N/A |
注：NA：不适用（进水中未检测到MP分数，无法计算效率）。负值（–100%）：表示出水中的颗粒数量比进水中的多，这与曝气过程中较大颗粒碎裂成较小尺寸类别的统计关联（p < 0.0001）。
数据来源：这些效率值是根据图4(a)中的绝对颗粒计数得出的，用于提供尺寸特定保留性能的定量评估。
表4中计算的每个尺寸分数的去除效率进一步突出了SBR过程的局限性。在雨季，651–1,000 μm分数表现出33%的去除率，而其他尺寸类别由于在进水中不存在而被归类为不适用（NA）。在冬季，最小的分数（50–150 μm）实现了完全去除（100%），而最大的分数（1,001–5,000 μm）显示出0%的去除率，表明在某些运行条件下较大的颗粒可能绕过了沉淀过程。特定尺寸类别的负效率或缺乏去除率突显了传统沉淀在捕获较小、高度移动或碎裂颗粒方面的固有局限性（Li等人，2024）。为了在整个尺寸范围内实现一致的去除并减少碎裂MP的释放，可能需要集成先进处理技术，如膜生物反应器或优化的混凝-絮凝（Enfrin等人，2019；Lares等人，2018）。
从管理角度来看，这些发现为废水管理部门提供了关键见解。夏季观察到的负去除率表明标准操作协议需要季节性校准。在高温或低流量期间，操作人员应考虑降低曝气强度或延长沉淀阶段，以防止MP重新悬浮和碎裂。此外，泰国各省之间的性能差异（例如，曼谷与Lamphun）表明“一刀切”的方法是不够的。水资源管理者应根据实际进水负荷而不是仅基于设计容量来优先进行现场监测。对于运行效率远低于设计容量的工厂，建议在MP负荷高峰期实施补充过滤或先进的絮凝，以防止设施成为微塑料排放的二次来源。

3.3. MP特性
3.3.1. MP尺寸分布和转化
MP的尺寸分布在不同处理阶段和季节间有显著差异（图4(a)）。需要注意的是，在样品制备过程中（第2.2.2节），通过300微米筛网的颗粒成功被0.2微米孔径的膜捕获，这使得能够检测和量化更小的颗粒物（例如，50-150微米）。在进水阶段，颗粒物主要为中等大小，351-650微米和651-1,000微米颗粒各占总颗粒的31%。较小的颗粒物（50-150微米和151-350微米）分别占19%和15%，而最大的颗粒物（1,001-5,000微米）仅占4%。这一特征可能反映了社区废水的特点，其中纺织纤维、包装碎片和破碎的塑料通过污水系统被输送（Enfrin等人，2019年）。下载：下载高分辨率图片（1011KB）下载：下载全尺寸图片

图4. 在泰国兰蓬不同处理阶段检测到的颗粒物的特征，按以下类别分类：(a) 尺寸分布，(b) 形态形状，(c) 颜色分布，以及(d) 通过微傅里叶变换红外光谱（μ-FTIR）确认的聚合物化学组成。

在曝气阶段之后，观察到颗粒物尺寸向更小方向显著变化：50-150微米和151-350微米颗粒的比例分别增加到33%和36%，而351-650微米颗粒的比例显著下降到6%。这一变化强烈表明，曝气过程通过水动力剪切和活性污泥中的湍流混合促进了较大颗粒物分解为更小的颗粒。持续曝气导致颗粒物之间的碰撞以及颗粒物与絮体的碰撞，从而导致脆性塑料碎片的磨损或破裂。此外，颗粒物与生物絮体之间的相互作用可能影响颗粒物在混合液中的分解和重新分布。在之前的研究中也记录了类似的破碎机制（Lares等人，2018年；Lv等人，2019年）。统计分析（卡方检验）确认这些处理阶段之间的尺寸分布变化具有高度显著性（χ2，p < 0.0001），进一步证实了机械曝气在改变颗粒物物理特性方面的作用。

在出水阶段，小尺寸颗粒物仍然占主导地位（50-150微米和151-350微米各占26%），而最大的颗粒物（1,001-5,000微米）意外地增加到了19%。这种现象可能归因于沉淀阶段发生的聚集过程，其中较小的颗粒物与悬浮固体或污泥絮体相互作用形成较大的复合体（Sun等人，2019年）。这种聚集可以改变出水中的表观尺寸分布。尽管如此，处理后废水中仍然存在小颗粒物和大颗粒物，这突显了传统SBR系统的局限性。特别是小颗粒物由于其较低的沉淀速度，容易保持悬浮状态，从而绕过沉淀过程进入接收环境。

从季节上看，雨季曝气期间颗粒物的尺寸范围较为多样，但出水阶段的颗粒物分布完全转变为651-1,000微米颗粒（占100%）。尽管这一类别占主导地位，但其去除效率仅为33%（表4），表明虽然其他尺寸类别的颗粒物减少到了检测限以下，但在偶发的径流事件中651-1,000微米颗粒物仍然持续存在。冬季，进水中的颗粒物在50-150微米和1,001-5,000微米之间平衡。有趣的是，曝气导致颗粒物完全重新分配到351-650微米范围内，这表明小颗粒物同时发生聚集，而大颗粒物发生破碎。

夏季进水中的颗粒物种类最为多样，以351-650微米（38%）和651-1,000微米（24%）为主。这种多样性可能与温暖时期水消耗量增加和人为活动（如洗衣和塑料使用）有关（Jiang等人，2022b年）。曝气期间，小于350微米的颗粒物比例激增至76%（合计），这一优势在出水阶段也得以保持（60%合计）。这些发现表明，虽然曝气可能减少了中等大小的颗粒物，但同时也促进了更小颗粒物的生成。这与观察结果一致，即由于小颗粒物停留时间不足，污水处理厂在温暖时期可能会排放更多的颗粒物（Sun等人，2019年）。尺寸类别与处理阶段之间的显著关联（p < 0.0001）表明，污水处理厂不仅是一个排放途径，也是一个转化环境，经常增加出水中小型、更具生态危害性的颗粒物比例（Lee等人，2023年）。为了缓解这一问题，建议采用膜生物反应器或优化的混凝-絮凝等先进工艺（Enfrin等人，2019年；Lares等人，2018年）。

表4中总结的特定尺寸的去除效率提供了对SBR运行局限性的详细了解。雨季期间，651-1,000微米颗粒物的去除率为33%，而其他尺寸类别由于在进水阶段不存在而被归类为“NA”。冬季，最小的颗粒物（50-150微米）实现了完全去除（100%），而最大的颗粒物（1,001-5,000微米）的去除率为0%，这表明在特定季节条件下，较大颗粒物可能绕过沉淀过程。值得注意的是，夏季的性能出现了显著变化，两个最小尺寸类别（50-150微米和151-350微米）的去除率为负值（-100%）。这表明这些较小颗粒物在出水中的浓度显著高于进水阶段。这种现象强烈表明，在曝气和污泥处理等强化处理阶段，较大颗粒物分解为更小的颗粒物（Lares等人，2018年；Lv等人，2019年）。这一假设得到了同一时期较大颗粒物去除率中等（分别为50%和60%）的支持。较大颗粒物的减少与较小颗粒物的相应增加表明反应器内部发生了机械降解。总体而言，颗粒物的去除效率在不同季节和尺寸类别之间变化很大。特定尺寸类别的去除效率为负或无法保留，突显了传统沉淀法在捕获小型、高流动性或破碎颗粒物方面的固有局限性（Li等人，2024年）。为了在整个尺寸范围内实现一致的去除效果并减少破碎颗粒物的释放，建议整合膜生物反应器或优化的混凝-絮凝等先进技术（Enfrin等人，2019年；Lares等人，2018年）。

图4(b)展示了SBR过程中颗粒物形状的分布，图5提供了各种形态和颜色的代表性显微照片。总体而言，进水中的颗粒物主要为纤维（58%），其次是碎片（42%）。然而，在曝气阶段发生了显著变化，碎片的比例上升到64%，而纤维的比例下降到30%。还检测到少量的薄膜/片状物（3%）和颗粒/圆形物（3%）。在出水阶段，碎片和纤维的比例几乎相等（分别为52%和48%）。这一变化表明，曝气过程通过机械剪切和湍流混合在改变颗粒物形态方面起着关键作用，可能将较大的纤维或脆性碎片分解为更小、不规则的碎片（Lares等人，2018年；Lv等人，2019年）。卡方检验显示颗粒物形状与处理阶段之间存在高度显著的关联（p = 0.0001），统计上证实了SBR过程积极改变了颗粒物的形态特征。然而，出水阶段仍然检测到纤维和碎片，表明传统污水处理厂无法完全保留颗粒物，这与早期研究结果一致（Enfrin等人，2019年；Tadsuwan和Babel，2021年）。

图5. 显示SBR系统中典型颗粒物形态的显微照片：(a) 蓝色纤维，(b) 黑色纤维，(c) 灰色颗粒/圆形物，(d) 红色纤维，(e) 红色碎片，(f) 灰色碎片（颜色解释参考本研究的电子版本）。

从季节上看，雨季的进水和出水仅由纤维组成（100%），而曝气池中碎片和纤维的比例相等。这一时期纤维占主导地位可能是由于家庭洗衣排放和雨水径流的流入（Sun等人，2019年）。曝气期间碎片比例的短暂增加表明纤维发生了分解；然而，这些碎片在出水阶段并未持续存在，可能是由于高流速条件下的水力冲刷。冬季，进水中的纤维和碎片比例相等（各占50%）。有趣的是，曝气池中仅检测到碎片（100%），并且这种形态在出水阶段仍然占主导地位。这表明纤维在曝气过程中更容易发生机械破碎，而不规则碎片则不易被传统沉淀法保留（Enfrin等人，2019年）。

夏季，进水由纤维（52%）和碎片（48%）组成。曝气期间，碎片比例增加到65%，纤维比例下降到27%，同时出现了圆形物（4%）和薄膜（4%）。最终出水以碎片（52%）和纤维（48%）为主。夏季观察到的更大形态多样性可能与温暖时期人为活动增加有关，如洗衣频率和塑料使用量增加（Jiang等人，2022b年）。曝气期间，小于350微米的颗粒物比例激增至76%（合计），这一优势在出水阶段也得以保持（60%合计）。这些发现表明，虽然曝气可能减少了中等大小的颗粒物，但同时也促进了更小颗粒物的生成。这与观察结果一致，即污水处理厂在温暖时期可能排放更多的颗粒物，因为小颗粒物停留时间不足（Sun等人，2019年）。尺寸类别与处理阶段之间的显著关联（p < 0.0001）表明，污水处理厂不仅是一个排放途径，还是一个转化环境，经常增加出水中小型、更具生态危害性的颗粒物比例（Lee等人，2023年）。为了减轻这一问题，建议采用膜生物反应器或优化的混凝-絮凝等先进工艺（Enfrin等人，2019年；Lares等人，2018年）。

表4中总结的特定尺寸的去除效率提供了对SBR运行局限性的详细了解。雨季期间，651-1,000微米颗粒物的去除率为33%，而其他尺寸类别由于在进水阶段不存在而被归类为“NA”。冬季，最小的颗粒物（50-150微米）实现了完全去除（100%），而最大的颗粒物（1,001-5,000微米）的去除率为0%，这表明在特定季节条件下，较大颗粒物可能绕过沉淀过程。值得注意的是，夏季的性能出现了显著变化，两个最小尺寸类别（50-150微米和151-350微米）的去除率为负值（-100%）。这表明这些较小颗粒物在出水中的浓度显著高于进水阶段。这种现象强烈表明，在曝气和污泥处理等强化处理阶段，较大颗粒物分解为更小的颗粒物（Lares等人，2018年；Lv等人，2019年）。这一假设得到了同一时期较大颗粒物去除率中等（分别为50%和60%）的支持。较大颗粒物的减少与较小颗粒物的相应增加表明反应器内部发生了机械降解。总体而言，颗粒物的去除效率在不同季节和尺寸类别之间变化很大。特定尺寸类别的去除效率为负或无法保留，突显了传统沉淀法在捕获小型、高流动性或破碎颗粒物方面的固有局限性（Li等人，2024年）。为了在整个尺寸范围内实现一致的去除效果并减少破碎颗粒物的释放，建议整合膜生物反应器或优化的混凝-絮凝等先进技术（Enfrin等人，2019年；Lares等人，2018年）。

图4(c)展示了不同处理阶段颗粒物颜色的分布。总体而言，灰色是所有阶段中最主要的颜色，特别是在曝气池（76%）和出水（65%）中。这一发现与之前的研究结果一致，例如在中国郑州进行的研究也报告了市政污水处理厂中灰色颗粒物的主导地位（Chen等人，2025年）。灰色、无色或透明的颗粒物在废水样本中经常出现，通常来源于合成纺织纤维的降解或较大塑料碎片的风化（Bodzek等人，2024年）。卡方分析显示，处理阶段之间颜色分布的变化具有高度显著性（χ2，p < 0.0001），统计上证实了SBR过程显著改变了颗粒物的颜色特征。季节性变化显著影响了颜色多样性。夏季进水中的颜色种类最多，包括灰色（57%）、黑色（24%）和蓝色（14%）和棕色（5%）。这种多样性可能与夏季人类活动增加和水消耗量增加有关，如洗衣频率和塑料使用量增加（Bayo等人，2020年；Enfrin等人，2019年）。相比之下，雨季和冬季的颜色多样性较低；黑色和红色在雨季进水占主导地位，而橙色和红色在冬季被检测到。季节因素与颜色多样性之间的统计关联（p < 0.0001）表明，这些变化是由外部输入和特定操作条件驱动的，而非随机发生。曝气过程中，灰色颗粒物高度集中（夏季为81%；冬季为100%），表明合成纤维在生物处理过程中有效释放或转化。此外，出水中长期存在灰色（夏季为70%；雨季/冬季为50%）和黑色颗粒物（夏季为22%），引发了严重的环境问题。其他颜色，包括红色和棕色，偶尔出现，可能来源于特定的季节性来源，如某些服装染料或消费塑料产品（Prata等人，2020年）。从生态角度来看，深色颗粒物的存在尤其令人担忧，因为它们通常具有更大的表面积和更高的污染物吸附潜力，从而增加环境风险。相反，纤维的持续存在同样重要，因为它们的延长结构使其更容易被水生生物摄入（Prata等人，2020年；Zhang等人，2021年）。

图4(d)展示了不同季节SBR设施中颗粒物聚合物类型的分布。表5总结了聚合物类型、各自的密度和典型应用。总体而言，进水、曝气池和出水中的颗粒物组成反映了区域消费模式和SBR过程的差异处理效果。聚乙烯（PE）和聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）是全年最主要的聚合物，这与它们在包装、饮料容器和纺织品中的广泛全球应用一致（Eknai等人，2025年）。使用卡方检验进行的分类分析显示，聚合物类型与处理阶段之间存在显著关联（p = 0.0004），表明SBR过程根据各种塑料的固有物理化学性质不同地影响其保留或通过。表5列出了识别出的MP聚合物类型，包括密度值和常见消费应用。

聚合物类型 | 密度（g/cm3） | 应用 | 参考文献
--- | --- | --- | --- |
| 聚乙烯（PE） | 0.91–0.96 | 塑料袋、薄膜、容器、管道 | Andrady, 2011; PlasticsEurope, 2020 |
| 聚丙烯（PP） | 0.90–0.91 | 食品包装、纺织品、汽车零件 | Geyer等人，2017; PlasticsEurope, 2020 |
| 苯乙烯-乙烯-丁烯-苯乙烯（SEBS） | 0.91–0.94 | 黏合剂、密封剂、涂层、医疗设备 | Holden等人（2004） |
| 聚苯乙烯（PS） | 1.04–1.06 | 一次性餐具、包装泡沫、绝缘材料 | Andrady（2011）; Geyer等人（2017） |
| 丙烯腈-苯乙烯-丙烯酰胺（ASA） | 1.04–1.07 | 车辆外部部件、耐热电气设备、体育和休闲用品 | NETZSCH Polymers（2025） |
| 聚酰胺（PA） | 1.13–1.15 | 纺织品、地毯、工程塑料、渔网 | Andrady, 2011; PlasticsEurope, 2020 |
| 环氧树脂（EP） | 1.15–1.30 | 涂层、粘合剂、复合材料、电子产品 | Dallaev（2023）; Epoxy Resin Factory（2024） |
| 聚氨酯（PU） | 1.20 | 泡沫、涂层、粘合剂、床垫 | Sun等人（2019）; Maurya等人（2023） |
| 聚氯乙烯（PVC） | 1.30–1.45 | 管道、窗框、地板、电缆 | Chamas等人，2020; PlasticsEurope, 2020 |
| 聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET） | 1.34–1.39 | 饮料瓶、食品包装、纺织纤维 | Andrady（2011）; Geyer等人（2017） |
| 聚醚砜/聚四氟乙烯（PESU/PTFE） | PESU: 1.37–1.46; PTFE: 2.10–2.20 | 膜材、过滤、不粘涂层、垫圈、医疗设备 | SpecialChem（2025） |

季节性方面，在雨季，PET是进水和出水中的唯一检测到的聚合物（100%）。这可能归因于PET在消费品和纺织品中的普遍使用，这些是城市废水中二次MP的主要来源（Andrady, 2017; Mu?i?, 2023）。在强降雨期间，PET纤维和碎片经常通过雨水径流和合流制污水系统进入进水（Gatidou等人，2019）。值得注意的是，尽管PET的密度较高（1.34–1.39 g/cm3），它仍然存在于水相中，这证实了传统一级和二级处理在高流量季节条件下列出密集聚合物的局限性。冬季，进水中的MP由PET和聚苯乙烯（PS）各占一半（50%），而出水则变为PE和聚丙烯（PP）各占一半（50%）。这种变化表明，去除选择性受到聚合物密度和表面特性的相互作用的影响（Andrady, 2011）。夏季的分布更为复杂；进水主要由PET（52%）和PE（33%）组成，还有少量的聚酰胺（PA）、聚氨酯（PU）和聚醚砜/聚四氟乙烯（PESU/PTFE）。在出水中，PET（48%）和PE（41%）仍然是主要成分，此外还有PP、苯乙烯-乙烯-丁烯-苯乙烯（SEBS）和PA。PE在出水中的持续存在可以归因于其低密度（0.91–0.96 g/cm3），这增强了浮力并限制了在传统反应器中的沉淀（Chamas等人，2020）。相反，虽然高密度PET（1.34–1.39 g/cm3）预计会更容易沉淀，但其在出水中的频繁检测表明密度并不是决定其命运的唯一因素。密度和颗粒形态之间的相互作用至关重要；PET通常以纤维或长片段的形式存在，具有较高的表面积与体积比。根据斯托克斯定律，这种形态增加了流体动力阻力，降低了最终沉淀速度，使这些密集颗粒在SBR循环的沉淀阶段保持悬浮状态（Enfrin等人，2019；Sun等人，2019）。这种聚合物密度和颗粒形态之间的复杂相互作用在处理阶段观察到的聚合物分布显著变化中得到了统计体现（p < 0.001）。此外，小颗粒尺寸、不规则形态以及与较轻颗粒的聚集或絮凝不完全等因素会显著降低沉淀效率。这些动态使得即使是高密度的MP也能绕过保留过程（Andrady, 2011；Chamas等人，2020）。相反，高密度的聚合物，如PVC（1.30–1.45 g/cm3）、PU（1.20 g/cm3）、ASA（1.04–1.07 g/cm3）和环氧树脂（1.15–1.30 g/cm3），在水相中出现的频率较低，可能是由于它们倾向于在污泥中积累。因此，这些高密度聚合物在出水中的比例通常低于低密度聚合物（Acarer, 2023）。低密度的MP，特别是PE（0.90–0.91 g/cm3）和SEBS（0.91–0.94 g/cm3），仅部分被去除；虽然一些颗粒可能融入污泥絮体，但它们的固有浮力仍然是完全保留的主要障碍。相比之下，高密度的MP，如PS（1.04–1.06 g/cm3）、PA（1.13–1.15 g/cm3）和PET（1.34–1.39 g/cm3），虽然沉淀效果较好，但PET在出水中的持续检测表明密度并不能保证其去除。这些发现强调了在污水处理厂中MP保留受到大小、形状、聚合物类型和密度等多方面相互作用的影响。此外，季节性变化通过改变废水流量、组成和水力条件来调节这些去除效率。总体而言，这些结果强调了需要改进的处理策略，以有效处理所有类型的浮力和密集MP，从而减轻环境排放。

3.4. 影响SBR和活性污泥系统中MP去除的因素
SBR过程去除MP的效果受环境、操作和颗粒特定因素的复杂相互作用的影响。本研究的结果表明，SBR系统的性能变化性比CAS系统报告的一致性结果更大。图6概念性地说明了影响SBR和CAS框架中MP去除的主要因素：
- 季节性和环境驱动因素：季节性变化对去除效率有决定性影响。在本研究中，MP去除率在雨季最高，但在冬季几乎可以忽略不计，在夏季则为负值。这些波动表明，温度、降水量和水力负荷等环境变量显著影响生物活性和污泥沉降性，进而影响MP的捕获。这与先前的报告一致，即气象条件会改变处理效果，导致MP在出水中的持续存在（Kittipongvises等人，2022）。
- 操作动态和曝气：处理阶段本身是一个关键因素；在曝气后，MP数量偶尔会增加，尤其是在温暖时期。这种现象可能是由于较大颗粒因机械剪切作用碎裂成较小片段，或者之前被捕获在污泥基质中的MP重新悬浮。这与Zdarta和Li（2025）的研究结果一致，他们指出曝气过程可能会重新分配MP，而不是促进稳定去除。
- 系统设计：SBR与CAS：本研究的一个关键发现是SBR过程的不稳定性，效率范围从负值到正值不等。相比之下，连续CAS系统通常能实现70–90%的去除率（Enfrin等人，2021；Sun等人，2019）。这种差异表明，连续流设计为颗粒保留提供了更稳定的水力条件，而SBR的批处理性质更容易受到操作波动的影响。
- 颗粒特性：MP的物理和化学性质是决定其命运的重要因素。较小的MP由于碎裂而在处理后数量增加，而较大的颗粒在污泥中更有效地被保留。从形态上看，纤维由于其浮力和细长的结构而倾向于在出水中持续存在，而不规则碎片则更容易被捕获。此外，聚合物密度决定了去除效果；较轻的聚合物，如PE和PP，比密集的品种更难以去除——这一发现与早期研究一致，这些研究将大小、形状和密度确定为控制WWTP中MP命运的主要因素（Enfrin等人，2021；Murphy等人，2016）。
- 污泥絮凝和水力保留：污泥沉降和絮凝的作用至关重要。较密集、较大的MP更有可能被污泥捕获，而较轻的颗粒则留在上清液中。污泥压实效率低下和湍流大与MP重新进入出水有关。相反，优化的HRT和稳定的操作控制可以改善MP捕获，因为操作参数如流量动态和曝气强度在决定MP排放方面至关重要（Rashid等人，2025）。总之，SBR系统中MP的消除高度依赖于环境稳定性、操作控制和颗粒特性。鉴于SBR的性能不如预期的一致性，优化操作参数和整合先进处理步骤对于提高MP去除率和减轻环境释放至关重要。

3.5. 对MP去除性能的操作影响
MP去除性能的季节性变化与市政SBR系统的操作特性密切相关。该设施使用四个曝气池，总容量约为10,000立方米，目前处理平均进水量为2,500立方米/天——仅为其设计容量的25%。在这种批处理循环配置中，曝气阶段是主要的操作阶段，通常每个循环活跃两小时（Lamphun Municipality，2021）。这种高强度曝气期产生显著的机械混合和空气注入，形成高度湍流的水动力环境。由此产生的湍流增加了颗粒之间的碰撞频率，并对悬浮的MP施加高剪切应力，为观察到的形态变化（如碎裂和纤维缩短）提供了机械解释。尽管直接能耗（千瓦时）没有测量，但操作强度——由两小时的曝气时间和体积负荷定义——可以作为系统中耗散的机械能量的可靠代理。因此，MP去除的季节性差异——尤其是在夏季观察到的负去除效率（–29%）——可以与加剧的曝气和较高的有机负荷机械相关联。这些温暖时期的条件可能促进之前沉淀的颗粒重新悬浮和捕获的MP加速碎裂（表6），最终导致出水中的颗粒数量增加。

3.6. 可持续管理的操作影响和全球视角
为了实现可持续的废水处理操作，对MP去除和能源影响的综合评估至关重要。研究发现，曝气控制是一个关键的操作杠杆；虽然对生物营养物去除不可或缺，但过度的曝气强度会通过增加流体动力剪切来加剧MP碎裂（Lares等人，2018）。因此，实施先进的曝气策略——例如基于溶解氧（DO）的模糊逻辑控制或优化的交替混合循环——可以最小化剪切应力，从而减少较小片段的产生，而不影响有机去除效率。从国际角度来看，这个SBR系统的性能——其特征是显著的季节性波动和负去除效率期——反映了其他快速城市化地区遇到的挑战。与韩国（99.1%的去除率）（Lee和Kim，2018）或北欧（Murphy等人，2016）的SBR系统相比，泰国等热带地区的SBR设施面临季风驱动的水力冲洗和高流速事件的额外压力。这种差异强调了在发展中国家建立更强大的初级沉淀或均衡池的必要性，以在MP到达生物处理阶段之前稳定其负荷。此外，为了符合新兴的全球排放标准，例如欧盟更新的《城市废水处理指令》，应将SBR系统与先进的三级处理（例如快速砂滤器或盘式过滤器）相结合。全球研究表明，三级过滤可以捕获高达90%通常会绕过二级澄清器的小片段（Talvitie等人，2017；Sun等人，2019）。整合这些技术有助于支持循环水经济，确保再生水安全用于农业或工业再利用。最终，这些优化措施减少了污染物排放，同时加强了水-能源联系，有助于发展有韧性和可持续的水基础设施。

3.7. 研究的局限性和进一步研究
本研究提供了对热带背景下社区规模SBR系统中MP命运的基础理解。然而，必须承认几个限制。首先，由于这项调查仅关注一个市政SBR工厂——该地区唯一的此类设施——其发现可能无法完全推广到其他具有不同容量、进水特性或操作配置的处理过程。其次，尽管监测了关键的水质参数（例如BOD5和SS），但缺乏高分辨率的操作数据（如特定污泥停留时间（SRT）、DO曲线和实时曝气强度）可能限制了生物阶段MP转化的机械评估。第三，尽管假设颗粒破碎和重新悬浮可以解释观察到的负面去除效率，但本研究并未提供直接的机制证据（例如，对颗粒降解或各相之间质量平衡的现场监测），这仍然是一个关键的限制。第五，本研究主要关注液相；然而，由于污泥是微塑料（MPs）的已知储存库，缺乏对污泥相的分析阻碍了全面的质量平衡评估。最后，尽管通过三个不同季节的复合采样捕捉到了季节性变化，但时间覆盖范围可能无法完全解释超短期波动或极端天气事件。未来的研究应采用更全面的方法，同时监测液相和污泥相，以建立微塑料的稳健质量平衡。后续研究还应使用更细网孔尺寸的筛分方法（例如20–50 μm），以捕捉所有类型的微塑料和纳米塑料。建议在多个SBR（序批式活性污泥）和连续活性污泥工艺之间进行比较研究，以验证不同反应器配置对微塑料命运的影响。此外，需要系统地优化和监测操作参数（包括曝气强度、水力停留时间HRT和污泥龄），以确定最有效的微塑料保留条件并最小化颗粒破碎。最后，评估将SBR与先进的三级处理技术（如膜过滤、混凝-絮凝或高级氧化）结合使用的重要性，以最小化微塑料排放，并支持向循环水经济转型。

4. 结论

本研究显示，泰国兰普恩市市政SBR系统中的微塑料（MPs）丰度和去除效率存在显著的季节性变化。观察到的去除效果变化很大，从雨季的33%降至冬季的零净去除率。值得注意的是，在夏季期间记录到了负去除效率（-29%），其特征是出水中的较小微塑料颗粒（50–350 μm）显著增加。这些特定地点的发现表明，在某些季节条件下——特别是在低流量夏季期间——SBR过程可能成为较小微塑料的二次来源，这可能是由于较大颗粒在反应器内的破碎和重新悬浮所致。虽然这些结果仅针对所研究的设施，但它们为理解热带地区社区规模废水基础设施中微塑料保留的挑战提供了关键的基准。研究结果强调了需要制定季节性适应的操作策略，优化曝气强度和水力停留时间等参数，以在高风险期间最小化颗粒分解。此外，出水中纤维和碎片（主要是PET和PE）的普遍存在突显了集成三级过滤或膜系统以捕获常规生物处理阶段无法捕获的小尺寸微塑料的潜在益处。总之，这项研究强调了特定地点监测和适应性管理在减少废水处理厂向当地环境排放微塑料方面的重要性，从而支持水生生态系统的长期可持续性。

未引用的参考文献：
APHA, 2017; Dallaev et al., 2023.

CRediT作者贡献声明：
Pradabduang Kiattisaksiri：写作——审稿与编辑，写作——初稿，方法学，调查，概念化。
Numfon Eaktasang：写作——审稿与编辑，写作——初稿，验证，监督。
Nittaya Pasukphun：写作——审稿与编辑，写作——初稿，验证，监督。
Yanasinee Suma：写作——审稿与编辑，写作——初稿，验证，项目管理，方法学，调查，数据管理。

资助：
本研究得到了Thammasat大学研究基金的支持，合同编号TUSDG 5/2566。