الميكروبلاستيك
نقل التلوث
مياه عذبة
تشتت
خلط
غرق
تجميع
الاحتفاظ
إعادة التعليق

تلوث البلاستيك هو تحدٍ عالمي معقد ومتعدد الأبعاد يهدد البيئة الطبيعية على نطاق عالمي. لقد زادت خطورة نفايات البلاستيك بشكل كبير من أهمية القضية على الأجندة العالمية، حيث كانت تُعتبر في البداية مشكلة نفايات بحرية جمالية في أوائل السبعينيات (كارپنتر وآخرون، 1972؛ كارپنتر وسميث، 1972) ثم أصبحت لاحقًا تحديًا بيئيًا عالميًا معاصرًا. الأدبيات العلمية المتعلقة بالتأثيرات التآزرية للبلاستيك، وبشكل خاص الميكروبلاستيك، على نظمنا البيئية البحرية العالمية، تم دراستها ومراجعتها بشكل كبير.
(كول وآخرون، 2011؛ فوزر وآخرون، 2021؛ ستينجر وآخرون، 2021؛ خالد وآخرون، 2021)، ربط آثار الميكروبلاستيك بالتأثيرات البيئية في البيئات البحرية والحد من صحة النظام البيئي ووظيفته وخدماته. هناك الآن تقديرات بشأن مدى وجود البلاستيك البحري في المحيطات والمصادر الرئيسية المساهمة (جامبيك وآخرون، 2015)، مما يزيد الضغط لدفع تغييرات سياسية لتحسين جهود إدارة النفايات. في الجمعية العامة للبيئة التابعة للأمم المتحدة (UNEA) في عام 2022، التزم 170 عضوًا بإنتاج اتفاق دولي ملزم قانونيًا بحلول عام 2024 لإنهاء تلوث البلاستيك. على الرغم من الوعي العام بتلوث البلاستيك والأهمية الكبيرة

تزداد كمية النفايات البلاستيكية التي تُدخل إلى البيئة بشكل مستمر، مما يشكل مخاطر بيئية. لتقييم ومعالجة مشاكل تلوث البلاستيك، هناك حاجة ملحة لفهم وقياس الآليات الأساسية التي تحكم السلوك الديناميكي ونقل البلاستيك في البيئات الطبيعية وعلى مقاييس مختلفة، مثل البلاستيك الكبير والصغير (Stride et al.، 2023، 2024). هذه البيانات أساسية لتوضيح المكان الذي تنتهي فيه هذه الملوثات في النهاية، وهي ضرورية لإبلاغ وتطوير حلول استراتيجية مستهدفة. تركز هذه الدراسة فقط على الميكروبلاستيك (MPs).

حتى الآن، ركزت الأبحاث حول الجسيمات الدقيقة بشكل أساسي على البيئات البحرية، مع وجود عدد قليل نسبيًا من الدراسات التي تحقق في سلوك الجسيمات الدقيقة في الأنظمة المائية العذبة. ومع ذلك، فإن فهم سلوك الجسيمات الدقيقة في الأنهار والبحيرات أمر حيوي لأنها تعمل كقنوات رئيسية لنسبة 70-80. تلوث الجسيمات الدقيقة العالمية من المصادر الأرضية (الزراعة ومحطات معالجة sewage) إلى المحيطات (أليمي وآخرون، 2018). يؤثر النقل والاحتفاظ بالجسيمات الدقيقة في البيئات المائية العذبة على ظروف هيدروليكية وهيدرولوجية معقدة. على سبيل المثال، يؤثر خشونة القاع بشكل عميق على حركة الجسيمات الدقيقة غير العائمة (2.4-5.3 مم)، مما يتطلب سرعات تدفق أكبر لبدء الانزلاق أو التدحرج على الأسطح الخشنة. ) مقارنةً بحدود السرير الملساء ( ) (يو وآخرون، 2022). هذا يبرز الدور الحاسم لعلم شكل قاع النهر في احتجاز ونقل الجسيمات الدقيقة ويوفر رؤى تفسر تكوين بؤر تراكم الجسيمات الدقيقة. علاوة على ذلك، فإن التأثير السائد لميزات استخدام الأراضي (مثل المناطق المبنية أو الزراعية) وترابط شبكة الأنهار (مثل تكرار الفروع ونسبة العقد) على تصريف الجسيمات الدقيقة وهجرتها أدى إلى وفرة مكانية عالية للجسيمات الدقيقة في الجداول الحضرية (حتى 116.45 عنصر/لتر للجسيمات الدقيقة و576.31 عنصر لـ ) ( لي وآخرون، 2023)، مما يوضح بشكل أكبر الطبيعة المترابطة للأنشطة البشرية والعمليات البيئية في نقل الجسيمات الدقيقة في الأنهار. دور التبادل تحت السطحي في هجرة الجسيمات الدقيقة ( ) في الرواسب أدى إلى معدلات محتفظ بها من لكل كيلومتر، ومدة الإقامة تتراوح من 5 ساعات إلى 7 سنوات لكل كيلومتر (دروموند وآخرون، 2022)، مما يكشف عن طبقة أخرى من التعقيد في مصير الجسيمات الدقيقة ويترك أسئلة مفتوحة حول التأثيرات البيئية طويلة الأمد للجسيمات الدقيقة المدفونة في الرواسب المائية. بالإضافة إلى ذلك، التفاعل بين الجسيمات الدقيقة ( ) والمواد الصلبة المعلقة (SS) ( تؤثر بشكل عميق على ترسيب المواد الجسيمية (من إلى معدلات إعادة التعليق (27.6-33.4٪) (Li et al.، 2022)، مما يكشف عن الطبيعة الديناميكية لتلوث الجسيمات الدقيقة. يمكن أن يساعد الفهم التفصيلي لهذه التفاعلات في تطوير نماذج ديناميكية مستهدفة قوية لتتبع الجسيمات الدقيقة في التعليق، وربط ظروف التدفق المتغيرة وخصائص الجسيمات الدقيقة للتنبؤ بتراكمها وتشتتها. بشكل عام، تسلط هذه الأنماط المعقدة من التوزيع والهجرة للجسيمات الدقيقة في أنظمة المياه العذبة الضوء على ضرورة الفهم الشامل للعوامل المتعددة التي تؤثر على تعقيد ديناميات الجسيمات الدقيقة، وهو أمر أساسي لتقييم مصيرها البيئي وتأثيراتها بدقة، مما يعكس تعقيد تلوث الجسيمات الدقيقة وعواقبه البيئية.

هناك طيف واسع من الدراسات التي ركزت على التحقيق في السلوك الديناميكي للجزيئات الدقيقة تحت ظروف تدفق محكومة في المختبر وحلول كيميائية، بهدف تحديد وقياس الآليات الأساسية التي تحكم سلوك الجزيئات الدقيقة النقية. يتم اشتقاق معادلات تجريبية أو شبه تجريبية لوصف هذه العمليات الحركية بدقة والمعلمات الرئيسية المؤثرة. ومع ذلك، فإن الغالبية العظمى من المنشورات الحالية لها نطاق محدود، حيث تركز على عملية ديناميكية واحدة وغالبًا ما تميل إلى توضيح منهجيات البحث والآثار البيئية المرتبطة (رين وآخرون، 2021؛ دوان وآخرون، 2021؛ ليو وآخرون، 2020؛ إكس. وانغ وآخرون، 2021). تفتقر معظم هذه الدراسات الحالية إلى تفسير الآليات الأساسية التي تحكم السلوك الديناميكي الفردي للجزيئات الدقيقة المرتبطة بالظروف المحددة وتفاعلاتها المعقدة التي تؤثر بشكل كبير على مصير الجزيئات الدقيقة في البيئة. وبالتالي، من الضروري إجراء مراجعة أكثر تكاملاً تؤكد على السلوكيات الديناميكية المترابطة للجزيئات الدقيقة والارتباط العميق مع العوامل البيئية، مما يوفر منظورًا أكثر شمولاً حول مصيرها النهائي في أنظمة المياه العذبة.

تهدف هذه الدراسة إلى مراجعة شاملة للأبحاث الحالية حول سلوك الجزيئات الدقيقة الديناميكي في أنظمة المياه العذبة، موضحة الآليات الأساسية الرئيسية التي تحكم سلوك الجزيئات الدقيقة وتفاعلاتها مع مختلف العوامل البيئية. نركز بشكل أساسي على التحقيق في أربعة سلوكيات ديناميكية رئيسية للجزيئات الدقيقة بما في ذلك الغوص، والتجمع، والاحتفاظ، وعمليات إعادة التعليق، ضمن أنظمة التدفق التي تشبه تلك التي يتم مواجهتها عادة في نظم الأنهار والبحيرات. يتم مناقشة الأسس النظرية والنتائج الرئيسية المتعلقة بالآليات التي تحكم السلوكيات الديناميكية للجزيئات الدقيقة بشكل شامل في القسم 3، مع التركيز بشكل خاص على الغوص (القسم 3.1)، والتجمع (القسم 3.2)، والاحتفاظ (القسم 3.3)، وعمليات إعادة التعليق (القسم 3.4). يتم تقييم تأثيرات الخصائص الفيزيائية والكيميائية للجزيئات الدقيقة، والعوامل البيئية، وتفاعلاتها على سلوك الجزيئات الدقيقة بشكل نقدي. بعد ذلك، قمنا بمراجعة النقل والسلوك الديناميكي للجزيئات الدقيقة في أنظمة المياه العذبة كما تأثرت بالظروف البيئية (القسم 4)، مع تخصيص أقسام محددة للأنهار (القسم 4.1) والبحيرات (القسم 4.2). أخيرًا، نقدم تحليلًا نقديًا للأدبيات الحالية والفجوة المعرفية الموجودة ونحدد المجالات الرئيسية للبحث المستقبلي (القسم 5).

تقوم هذه الورقة بإجراء مراجعة منهجية شاملة لأحدث نتائج الأبحاث حول السلوك الديناميكي وعمليات النقل للجزيئات الدقيقة في أنظمة المياه العذبة. تشمل قواعد البيانات المستخدمة في البحث الأدبي Web of Science (WoS)، Scopus، Google Scholar، PubMed، وScience Direct. لضمان تقديم مراجعة في الوقت المناسب ومحدثة للأدبيات، تم تحديد فترة البحث لتكون السنوات العشر الماضية، على سبيل المثال 2013-2023. يتم وصف تفاصيل معايير الإدراج والاستبعاد والمنهجية لاختيار المنشورات ذات الصلة في الشكل 1. أعادت الفحص الأولي للأدبيات 216 منشورًا مرتبطًا بالدراسات التي تحقق في الخصائص الديناميكية للجزيئات الدقيقة في أنظمة المياه العذبة. ثم تم مراجعة وتقييم ‘النقاط البارزة’ و’الملخص’ و’الاستنتاج’ من مجموعة البيانات الأولية. تم اختيار 180 منشورًا (مكتوبة باللغة الإنجليزية) للمراجعة الشاملة، تتكون من 170 مقالة بحثية، 5 مراجعات، و5 فصول كتب وأطروحات، مع الاقتباسات في الجداول التكميلية (الجداول S1 وS2) المدرجة في هذا المجموع. بالإضافة إلى ذلك، تم استخدام المصطلح 1 (انظر الشكل 1) لاستخراج 21 مخرجات أكاديمية حول المعرفة الأساسية المتعلقة بعمليات الجزيئات الدقيقة الديناميكية في التدفقات البيئية. بشكل عام، تقوم هذه الدراسة بفحص ومراجعة منهجية لمجموع 201 منشور لاستخراج الحالة الحالية للمعرفة والفجوة البحثية حول الآليات الأساسية الرئيسية التي تحكم السلوك الديناميكي للجزيئات الدقيقة في التدفقات البيئية المعقدة والمتفاعلة.

في أنظمة المياه العذبة، يتأثر ديناميك الجزيئات الدقيقة بشكل كبير بخصائصها الفيزيائية والكيميائية (مثل الحجم، الشكل، الكثافة، الكارهية للماء، المساحات السطحية، والشحنة السطحية) (أليمي وآخرون، 2018) والظروف البيئية (مثل كيمياء المياه، الحالة الهيدروليكية، شكل القاع، الإشعاع فوق البنفسجي، والتعرض للرياح) (إيركس-ميدران وآخرون، 2015). تتفاعل هذه العوامل مع بعضها البعض، مما يسبب تحولات ميكانيكية، ضوئية وكيميائية حيوية مختلفة للجزيئات الدقيقة. هنا، نقوم بإجراء مراجعة منهجية لسلوك الجزيئات الدقيقة الديناميكي في أنظمة المياه العذبة (كما هو ملخص في الشكل 2)، بما في ذلك: (i) الغوص، (ii) التجمع، (iii) الاحتفاظ و(iv) إعادة التعليق. تستكشف المراجعة الآليات الأساسية التي تحكم هذه السلوكيات الديناميكية التي تتفاعل مع البيئة المائية العذبة.

الغوص (أو الاستقرار) هو عملية ديناميكية حيث تصل الجزيئة إلى سطح تراكم ثابت، مما يحدد مباشرة ما إذا كانت الجزيئة ستظل محتفظة داخل عمود الماء أو تبقى معلقة (أليمي وآخرون، 2018). السرعة النهائية للاستقرار، وهي خاصية هيدروديناميكية أساسية،

تستخدم عادةً خاصية السرعة النهائية للاستقرار لوصف ديناميكيات غوص الجزيئات الدقيقة. تسهل القياسات الدقيقة وتقييم خصائص غوص الجزيئات الدقيقة ضمن أنظمة المياه العذبة تحديد وقت إقامتها في
السائل والمسافة التي يتم نقلها بعد إطلاقها من مصادر الانبعاث. وهذا، بدوره، يساهم في فهم أفضل للدور الذي تلعبه أنظمة المياه العذبة مثل الأنهار والبحيرات في نقل الحطام البلاستيكي
من المصادر الأرضية إلى المحيطات (نجوين وآخرون، 2020؛ هوليين وآخرون، 2019).

كما هو موضح في الشكل 3، يتم تحريك جزيئات الجزيئات الدقيقة في عمود الماء في التدفقات البيئية بشكل رئيسي بواسطة التأثير المشترك لثلاث قوى فيزيائية، وهي القوة الجاذبية ( )، القوة الطافية ( ), وقوة سحب السائل ( ) التي تعمل للأسفل، للأعلى، وعكس سرعة التدفق النسبية، على التوالي (تشو وآخرون، 2007). عندما تصل هذه القوى الفيزيائية إلى التوازن على جزيئة بلاستيكية في سائل ساكن، تصبح سرعة غوص الجزيئة ثابتة دون أي تسارع، وعادة ما يتم تعريفها على أنها السرعة النهائية للاستقرار (هوليين وآخرون، 2019)، حيث يوجد توازن قوى بين السائل والجزيئات (تشاو وشان، 2013). ومع ذلك، فإن وجود الاضطراب وهياكل الدوامة على مقاييس مكانية وزمنية متغيرة وتقلبات السرعة في الأنظمة المائية الحقيقية يجعل من الصعب تحقيق هذا التوازن (هوماني وآخرون، 2013)، مما يقدم قوى هيدروستاتيكية أو هيدروديناميكية إضافية (مثل قوة الكتلة الافتراضية وقوة باسيت) للجزيئات الدقيقة (تشو وآخرون، 2007). وبالتالي، فإن خصائص الاستقرار للجزيئات الدقيقة في البيئة الطبيعية عرضة للتغيير، اعتمادًا على خصائص الجزيئات الدقيقة (مثل القطر، الشكل، والكثافة) وخصائص المحلول (مثل اللزوجة، الكثافة، العكارة والسرعة) (كوالسكي وآخرون، 2016؛ والدشلاجر وآخرون، 2020؛ تشوبارينكو وآخرون، 2016؛ شانغ وآخرون، 2014). يتم مناقشة ثلاثة عوامل أساسية رئيسية تؤثر على استقرار الجزيئات الدقيقة في التدفقات الطبيعية، بما في ذلك (1) الخصائص الفيزيائية الجوهرية للجزيئات الدقيقة، (2) تشكيل الأغشية الحيوية على سطح الجزيئة، و(3) الظروف الهيدروديناميكية للبيئة المائية، هنا (الأقسام 3.1.1-3.1.3).

حتى الآن، قامت العديد من الدراسات المعملية بفحص سلوك استقرار الجسيمات الدقيقة لمجموعة من الأشكال والأحجام والكثافات، مما أدى إلى اشتقاق صيغ تجريبية ونصف تجريبية للتنبؤ بسرعة استقرار الجسيمات الدقيقة. تقدم الجدول 1 تحليلًا للنتائج الرئيسية والاكتشافات حول ديناميات غرق الجسيمات الدقيقة، مع تقديم نظرة شاملة في الجدول S1.

تشير تحليل الدراسات الحالية إلى أنه بالنسبة للجسيمات ذات الشكل الكروي، فإن معدل استقرار الجسيمات يتأثر بشكل أساسي بكثافة البلاستيكات الأصلية والسائل المحيط (Waldschlägelatr و Schüttrumpf، 2019؛ Ballent وآخرون، 2012؛ Z. Wang وآخرون، 2021؛ De Leo وآخرون، 2021). بالإضافة إلى ذلك، حددت عدة دراسات وجود علاقة إيجابية
العلاقة بين قطر الجسيم ومعدل الاستقرار. يتم التحكم في عملية استقرار الجسيمات الدقيقة في أنظمة التدفق البيئي البطيء جداً أو الساكنة (مثل البرك) من خلال توازن قوة الطفو الجسيمية، والقوة الجاذبية، وقوة السحب. تتناسب شدة القوتين الأوليين بشكل إيجابي مع كثافة الجسيمات وقطرها، بينما تتأثر قوة السحب بشكل أساسي بشكل المقطع العرضي والمساحة السطحية المحددة للجسيمات. وبالتالي، فإن كثافة الجسيمات الأعلى “) وقطر أكبر عادة ما يؤدي إلى فرق أكثر أهمية بين قوى الجاذبية والطفو. على الرغم من أن قوة السحب تزداد أيضًا مع زيادة القطر، إلا أن التأثير التراكمي للطفو والجاذبية يحدد بشكل أساسي معدل التغير الأولي في تسارع استقرار الجسيمات الدقيقة. وبالتالي، فإن الجسيمات الدقيقة الكروية ذات الأقطار الكبيرة والكثافات العالية (مثل PET: PVC: (Z. Wang وآخرون، 2021) يظهرون ديناميات استقرار أسرع في التدفقات البيئية. عند النظر في تأثيرات شكل الجسيمات الدقيقة على ديناميات الاستقرار، تميل الجسيمات الدقيقة الكروية إلى إظهار أعلى سرعات استقرار، بينما تظهر الجسيمات غير المنتظمة مثل الألياف أدنى سرعات. يُعزى هذا الظاهرة إلى أنه كلما انحرف شكل الجسيمات الدقيقة عن التناظر الكروي المثالي، زادت مساحة السطح مما يزيد من قوة السحب (Kaiser وآخرون، 2019). يمكن أن يعيق ذلك سرعة الاستقرار ويؤدي إلى عدم استقرار اتجاهي وتوزيع ضغط موحد حول الجسيم المستقر، مما يتسبب في تقليل سرعة الاستقرار وتشكيل مسارات حركة غير منتظمة، بما في ذلك الحركات الحلزونية أو المائلة أو الدائرية (الشكل 3) (Kowalski وآخرون، 2016؛ Dietrich، 1982).

مؤخراً، تم إيلاء اهتمام متزايد لتفاعلات الخصائص الفيزيائية للجزيئات الدقيقة التي تعقد بشكل كبير سلوكها في الاستقرار. على سبيل المثال، وجدت خاتمولينا وإيساتشينكو (2017) أن مساهمة شكل الجسيم في الاستقرار مقيدة بشكل كبير بحجم وكثافة البوليمر. لقد قارنوا سلوك استقرار الجزيئات الدقيقة (التي تتراوح من 0.5 إلى 5 مم) مع ثلاثة أشكال مميزة (كروية، أسطوانية وألياف)، ووجدوا أن تأثير شكل الجسيم لم يكن بارزاً للأحجام الصغيرة وفقط عندما يكون القطر غير البعدي للجسيم أكبر من حوالي ، يصبح تأثير الشكل واضحًا. تتماشى هذه النتيجة مع ملاحظات كوالسكي وآخرين (2016) ونغوين (2021) التي تشير إلى أن عدم انتظام الشكل بدأ يقلل بشكل ملحوظ من سرعة غرق الجسيمات عند أحجام أكبر من 1 مم و0.32 مم، على التوالي. لاحظ هوليين وآخرون (2019) وبوهل وآخرون (2020) أن الجسيمات ذات الكثافة المنخفضة (مثل: القطر: 200-300) تظهر استقرارًا أسرع. ،

ملاحظات: PVC – بولي كلوريد الفينيل؛ PS – بولي ستيرين؛ PA – بولي أميد؛ PMMA – بولي ميثيل ميثاكريلات؛ PET – بولي إيثيلين تيرفثالات؛ PCL – بولي كابرو لاكتون؛ PE – بولي إيثيلين؛ PA66 – بولي أميد 66؛ PLLA – بولي لاكتيد؛ PBAT – بولي بوتيلين أدبيبات تيرفثالات؛ ABS – أكريلونيتريل بوتادين ستيرين؛ NP&A – نايلون بوليستر وأكريليك؛ HDPE – بولي إيثيلين عالي الكثافة؛ PC – بولي كربونات؛ PL – بوليستر.
الكثافة: ) مقارنة بالألياف عالية الكثافة (على سبيل المثال: القطر: 6 مم، الكثافة: )، واقترحوا أن تأثير الكثافة على عملية استقرار الجسيمات الدقيقة البلاستيكية يختلف باختلاف أشكال الجسيمات. على وجه التحديد، اقترحوا أن كثافة الجسيمات يمكن أن تؤثر بشكل أكبر على استقرار الجسيمات الدقيقة المتكسرة، بينما يكون تأثيرها ضئيلاً بالنسبة للألياف البلاستيكية. من ناحية أخرى، بينما يتأثر التأثير النسبي للشكل عادةً بحجم الجسيمات أثناء الاستقرار، فإنه مرتبط ارتباطًا وثيقًا بديناميات حركة الجسيمات ويتطلب إدخال القطر المكافئ (على سبيل المثال، : القطر الكروي المكافئ، : قطر مكافئ للحجم، : قطر مكافئ للمنطقة، و قطر بلا أبعاد) وعوامل الشكل (مثل CSF: عامل شكل كوري) : كروية، : عامل شكل جانكي) عند تحديد العلاقة شبه التجريبية بين معامل السحب ورقم رينولدز للجسيمات. بشكل خاص، تحتاج توقعات الاستقرار للألياف MP (التي تزيد عن 1 مم)، والأقراص، والأفلام إلى تضمين معلمات وصف الشكل المتعلقة بالتجاعيد ( ) (نجوين وآخرون، 2022)، أرقام فroud (تشوي وآخرون، 2022)، عزم القصور الذاتي غير البعدي ( ) (يانغ وآخرون، 2023) ومستوى السطح ( (فان ميلكبيك وآخرون، 2020) على التوالي. بالإضافة إلى ذلك، اكتشف إلاجامي وآخرون (2020) أن الكارهية للماء لأسطح الميكروبلاستيك ساهمت في زيادة طفو الجسيمات من خلال تشكيل فقاعات هواء دقيقة، مما يمنع استقرار الميكروبلاستيك عالي الكثافة في عمود الماء.

الدراسات الحالية حول سلوك استقرار الجسيمات الدقيقة في الماء محدودة بتركيزها على ظروف المياه الساكنة، حيث أن المعادلات التجريبية الحالية صالحة فقط لأرقام رينولدز المنخفضة التي تقل عن . هذا يتجاهل تعقيد أنظمة المياه العذبة الطبيعية، التي تتميز بأنظمة هيدرولوجية متنوعة. النماذج التقليدية، التي تتبع قانون ستوك، دقيقة فقط في حالة التدفقات الهادئة وتفشل في حساب قوى السحب غير المتوقعة على الجسيمات الدقيقة من خلال القوى اللزجة والقصورية الناتجة عن التدفقات المضطربة، مما يبرز الحاجة إلى أبحاث تعكس تعقيدات البيئات الطبيعية لفهم ديناميات استقرار الجسيمات الدقيقة بشكل أكثر واقعية.

يشير التلوث البيولوجي البلاستيكي إلى عملية استعمار الكائنات الدقيقة على سطح الجسيمات، مما يؤدي إلى تغييرات في هندسة البلاستيك وكثافته وطوفانيته (نفا وليوني، 2021)، ويتضمن تفاعلات معقدة تتجاوز الفكرة البسيطة المتمثلة في تشكيل طبقة جزيئية موحدة على سطح الجسيم (جونيد ووانغ، 2021).

نظريًا، يمكن أن يُعزى هذا الظاهرة إلى وجود مجموعات كارهة للماء على سطح الجسيمات الدقيقة، مما يسهل امتصاص المواد العضوية من الماء، وبالتالي خلق بيئة ملائمة لنمو الكائنات الدقيقة (واغنر ولومبرت، 2018).

“لقد كانت الدراسات المبكرة حول التلوث البيولوجي على البلاستيك مستمرة منذ أوائل السبعينيات، حيث كان كارپنتر وسميث (1972) من الرواد في تحديد ارتباط الهيدرويدات والديatoms على الجزيئات البلاستيكية الصغيرة على سطح بحر سارجاسو. أثارت هذه الملاحظة المبكرة اهتمامًا بكيفية تأثير التلوث البيولوجي على استقرار الجزيئات البلاستيكية الصغيرة. كشفت الأبحاث اللاحقة، التي استندت إلى نتائج هولمستروم (1975)، أن النمو المتناوب لمختلف الكائنات الدقيقة على الأفلام البلاستيكية العائمة أدى إلى غرقها، وهو ما يتحقق بشكل رئيسي من خلال زيادة الكثافة العامة لجزيئات البلاستيك الصغيرة (هويلين وآخرون، 2019؛ فان ميلكبيك وآخرون، 2020؛ لاجارد وآخرون، 2016؛ كايسر وآخرون، 2017؛ ن. وو وآخرون، 2020؛ سونغ وآخرون، 2018؛ بارنز وملنر، 2005؛ تشين وآخرون، 2019؛ جيلفيدير وآخرون، 2023؛ ميندريك وآخرون، 2023). ومع ذلك، مع تقدم الأبحاث، ظهرت تأثيرات متناقضة للتلوث البيولوجي على ترسيب البلاستيك. اقترح نغوين وآخرون (2020) أن استعمار الكائنات الدقيقة من الأنهار المالحة يمكن أن يبطئ بشكل كبير أو حتى يعكس اتجاه غرق الجزيئات البلاستيكية الصغيرة. يُعزى هذا الظاهرة بشكل أساسي إلى الفروق في الكثافة بين الكتل الحيوية المرفقة والجزيئات البلاستيكية الصغيرة، كما تتأثر أيضًا بتأثيرات التجميع غير الخطية التي تغير شكل الجزيئات البلاستيكية الصغيرة، وأبعادها الفراكتالية، ونسبة المواد. أفاد مياو وآخرون (2021) أنه بينما ترفع الأغشية الحيوية المرفقة الكثافة وسرعة الغرق للجزيئات البلاستيكية الصغيرة عالية الكثافة (مثل بولي إيثيلين تيريفثاليت وبولي فينيل كلوريد)، فإن لها تأثيرًا عكسيًا على الجزيئات البلاستيكية الصغيرة العائمة (مثل بولي بروبيلين)، مما يقلل من كثافتها وسرعة غرقها. نسب المؤلفون هذا التباين إلى الكائنات الدقيقة المميزة التي تواجهها الجزيئات البلاستيكية الصغيرة على أعماق مائية مختلفة، مما يشير إلى أن تأثير التلوث البيولوجي على استقرار الجزي

بعد ذلك، بدأت الأبحاث المتزايدة في جذب الانتباه إلى الخصائص الجوهرية للجزيئات الدقيقة في تأثيرات التلوث البيولوجي. أوضح رايان (2015) الطبيعة المعتمدة على الحجم لتأثيرات التلوث البيولوجي على الجزيئات الدقيقة ووجد أن تعزيز الأغشية الحيوية كان له تأثير أكبر على استقرار الجزيئات الدقيقة ذات الحجم الأصغر. يمكن أن يُعزى ذلك إلى نسبة المساحة السطحية إلى الحجم الأعلى للجزيئات الأصغر، مما يجعلها أكثر حساسية للتغيرات في القطر الناتجة عن التلوث البيولوجي. وبالتالي، فإن الجزيئات الدقيقة الأصغر التي تمتلك طفوًا أقل توفر مساحة سطحية أكبر نسبيًا للأغشية الحيوية.
الارتباط، مما يؤدي إلى استجابة أكثر أهمية لزيادة في القطر أو الكثافة الناتجة عن الاستعمار البيولوجي (فازي وريان، 2016). علاوة على ذلك، أشار ريان (2015) إلى أهمية شكل الجسيمات بالنسبة لنسبة المساحة السطحية إلى الحجم، وخاصة بالنسبة للبلاستيكات التي تتجاوز أقطارها 100-200 مم. وهذا يشير إلى أن تأثير التلوث البيولوجي قد يكون أكثر وضوحًا للجسيمات الدقيقة ذات الأشكال المعقدة مقارنة بالجسيمات الكروية ذات نفس الحجم. لتوضيح تأثير التلوث البيولوجي كدالة لحجم وشكل الجسيمات الدقيقة، قام فان ميلكبيك وآخرون (2020) بدراسة دور سمك الفيلم الحيوي ( ) في تسهيل تسوية النواب العائمين (الكثافة: ). لقد وجدوا أن المطلوب لتحفيز استقرار الجسيمات الكروية، يزداد بشكل خطي مع حجمها، مما يتطلب حدًا أدنى من البيوفيلم لـ النواب و 1.8 مم لـ 2 مم نواب، على التوالي. بالنسبة لأفلام النواب، العلاقة بين المتطلبات وطول جانب الأفلام يتبع اتجاه لوغاريتمي، مع عتبة من أكبر من مطلوب لتحفيز الاستقرار للأفلام الدقيقة. يبرز هذا التمييز كيف أن تأثيرات الأغشية الحيوية على استقرار الأفلام الدقيقة تختلف بشكل واضح مع كل من حجم وشكل الأفلام الدقيقة.

علاوة على ذلك، فإن النتائج المتعلقة بتأثير كثافة الأفلام الدقيقة على الترسيب الناتج عن التلوث الحيوي توضح المزيد من تعقيدات هذه العملية. لاحظ كايسر وآخرون (2017) أن الأفلام الدقيقة من البولي إيثيلين ( ، كثافة ) كانت عرضة للغاية للتلوث الحيوي، مما تسبب في زيادة ملحوظة في الكثافة الإجمالية بعد الحضانة الميدانية مقارنة بالأفلام الدقيقة الأكثر كثافة ولكن الأصغر من البولي ستيرين (PS، ) قد ينبع هذا التمييز من اختلاف حركيات التلوث الحيوي المتأثرة بالعوامل البيئية (مثل شدة الضوء وتوافر الأكسجين) (فازي وريان، 2016). توفر الأفلام الدقيقة العائمة مثل البولي إيثيلين، التي تطفو على سطح الماء، ظروفًا ملائمة لاستعمار الأغشية الحيوية، مما يؤدي إلى زيادة تكوين الأغشية الحيوية والاستقرار اللاحق. لاحظت دراسات كايسر وآخرون (2017)؛ تشين وآخرون (2019)؛ لايسر وآخرون (2020)؛ بيلر وآخرون (2021) تقلبات موسمية في سرعة الحركة الرأسية للأفلام الدقيقة بسبب التغير المكاني والزماني في تركيبة الأغشية الحيوية، مما يبرز العلاقة المعقدة بين الظروف البيئية، وحركيات التلوث الحيوي، وديناميات استقرار الأفلام الدقيقة.

بالإضافة إلى ذلك، يمكن أن تؤثر أنواع البوليمرات أيضًا بشكل غير مباشر على ترسيب الأفلام الدقيقة من خلال التحكم في نمو الأغشية الحيوية وإنتاج المواد البوليمرية خارج الخلوية (EPS). على سبيل المثال، لاحظ و. لي وآخرون (2019) أنه على الرغم من أن تنوع المجتمع البكتيري تأثر بشكل أقل بنوع البوليمر، تم اكتشاف كتلة حيوية أعلى بكثير بعد ستة أسابيع من استعمار أسطح البولي ستيرين مقارنةً بأفلام دقيقة أخرى مثل البولي بروبيلين (PP) والبولي إيثيلين، مما يشير إلى أن البكتيريا كانت انتقائية في تفضيلها لنوع البوليمر والركيزة. أبرز لاجارد وآخرون (2016) أن نمو الأغشية الحيوية للطحالب الدقيقة في المياه العذبة وتكوين التجمعات اللاحقة يتأثر بشدة بالطبيعة الكيميائية للأفلام الدقيقة. أدت قطع البولي بروبيلين والبولي إيثيلين عالي الكثافة (HDPE) إلى مستويات مختلفة من التعبير الجيني لتخليق الزيلوز والجالاكتوز بواسطة الطحالب الدقيقة، وكان مكون EPS أكثر تماسكًا في استعمار قطع البولي بروبيلين، مما أدى إلى تجميع وترسيب أكبر. التفاعل بين الأفلام الدقيقة والمجتمعات الميكروبية، المميز بالميول الانتقائية والتعبير الجيني، هو أكثر تعقيدًا بكثير من الملاحظة البسيطة لتكوين الأغشية الحيوية. تدفع الدراسات الحالية إلى التفكير بشكل أعمق في كيفية تعديل العوامل البيئية إلى جانب الخصائص الجوهرية للأفلام الدقيقة الاستعمار البيولوجي وبالتالي تؤثر على ديناميات الغرق للأفلام الدقيقة (كايسر وآخرون، 2017؛ تشين وآخرون، 2019؛ لايسر وآخرون، 2020؛ بيلر وآخرون، 2021). هناك حاجة إلى مزيد من البحث لفحص التفاعلات المحددة للبوليمر والاستجابات الميكروبية من خلال المراقبة الموسمية (أي التغير المناخي) في النظم البيئية للمياه العذبة.

تعتبر الأنهار ذات التدفق السريع أحادي الاتجاه ناقلات حيوية للأفلام الدقيقة المستندة إلى اليابسة إلى المحيطات بسبب حجمها وخصائصها الهيكلية، مثل تكرار الأنهار وكثافة الشبكة (لي وآخرون، 2023). على عكس البحيرات، تعتبر الأراضي الرطبة (مهدیان وآخرون، 2023؛ 2024) أو البرك (غودارزي وآخرون، 2022)، تتميز الأنهار بشكل فريد بالتبادل الهيدروليكي، المدفوع بالتبادلات الجارية والتوربينية، مما ينقل عددًا كبيرًا من الأفلام الدقيقة إلى الرواسب ويعزز الحركة الرأسية للأفلام الدقيقة
(دروموند وآخرون، 2022؛ دروموند وآخرون، 2020). بالإضافة إلى ذلك، تعزز التركيزات العالية من الجسيمات المعلقة (مثل الطين والرمل) في الأنهار التفاعلات مع الأفلام الدقيقة، خاصة بعد التلوث الحيوي، لتشكيل الكتل، التي تؤثر بشكل كبير على ديناميات الأفلام الدقيقة من خلال تعزيز ترسيب الرواسب وتراكمها (كوركوران وآخرون، 2020؛ غوليزاده وسيرا، 2022). لاحظ لي وآخرون (2022) أن الاضطراب النهري يمكن أن يعزز تكتل الأفلام الدقيقة، خاصة عند معدل قص أعلى من ، مما يشير إلى التفاعلات المعقدة بين العوامل الفيزيائية (مثل تدفق القص والتبادل الهيدروليكي)، والعوامل الكيميائية (مثل التجميع) والعوامل البيولوجية (مثل التلوث الحيوي) على استقرار الأفلام الدقيقة.

في البرك والأراضي الرطبة والبحيرات، تؤدي أنماط التدفق البطيء إلى تدرج رأسي ودوران جانبي (غودارزي وآخرون، 2022)، مما يمدد زمن إقامة الملوثات من أيام إلى سنوات ويسهل عمليات التجوية على المدى الطويل (ديلي وهوفمان، 2020؛ كابل وآخرون، 2017). بالإضافة إلى ذلك، تعتبر البحيرات الهادئة نسبيًا التي تتميز بحد أدنى من الاضطراب وتقلبات السرعة، ملائمة لغرق الأفلام الدقيقة وتوحيد الرواسب (بالدوين وآخرون، 2016). وقد أكد ذلك إيلغامي وآخرون (2023)، الذين لاحظوا أن التدرج الصيفي في البحيرات أبطأ الحركة الرأسية للأفلام الدقيقة، بينما أدى الخلط المضطرب في الخريف إلى تسريع إقامة الأفلام الدقيقة، مما تسبب في بقاء الأفلام الدقيقة غير العائمة ( ) لمدة تصل إلى 13 مرة أطول في الصيف مقارنة بالخريف. ومن ثم، تم اقتراح تأثير المناخ الموسمي على ديناميات الأفلام الدقيقة، مما يبرز دور العمليات الحرارية والحملية في أنماط توزيع الأفلام الدقيقة. وسعت غيلفيدير وآخرون (2023) من فهم ديناميات الأفلام الدقيقة في البحيرات من خلال دراسة دور التدرج الهيدروديناميكي جنبًا إلى جنب مع دورة النظام البيئي. وجدوا أن دورات الابتلاع والإخراج لدافنيا هيمنت على زمن إقامة الأفلام الدقيقة الصغيرة (0.5 و ) في مياه البحيرة، مما قلصه من 15 عامًا مقدرًا إلى عام واحد فقط مقارنة بالأفلام الدقيقة النقية. بالنسبة للأفلام الدقيقة الكبيرة ( )، تم التحكم في زمن إقامتها بالتناوب بواسطة العمليات البيولوجية والفيزيائية، مما يبرز الطبيعة متعددة الأوجه لاستقرار الأفلام الدقيقة في البيئات المائية الطبيعية.

التجميع هو العملية التي تقترب فيها الجسيمات وتلتصق معًا (بافل وليبارد، 1995)، مما يساهم في الطبيعة الديناميكية للأنظمة المائية العذبة (ليد وآخرون، 1997). بالنسبة للأفلام الدقيقة، يمكن أن تكون هذه العملية الديناميكية إما متجانسة، تشمل جسيمات من نفس النوع (بلاستيك-بلاستيك)، أو غير متجانسة، تشمل تفاعلات بين أنواع جسيمات مختلفة (الأفلام الدقيقة-NOM) (أليمي وآخرون، 2018). على الرغم من أن التجميع المتجانس للأفلام الدقيقة عادة ما يكون ضئيلًا في الظروف الواقعية بسبب تركيزها المنخفض (مثل 12 عنصر/لتر، فاولستيش وآخرون، 2022)، فإن ديناميات النظام الأكثر بساطة تجعلها محور التركيز الرئيسي لمعظم الدراسات الفيزيائية.

في علم الكولوديات والواجهات، تعتبر نظريات ديرجاكين-لاندو-فيروي-أوفر بيك (DLVO) وغير DLVO حاسمة في تفسير استقرار الجسيمات في الأنظمة المائية، وتمتد إلى ديناميات تجميع الأفلام الدقيقة (أليمي وآخرون، 2018؛ بافل وليبارد، 1995). تستند نظرية DLVO الكلاسيكية إلى توازن القوة بين جذب فان دير فالس (الناجم عن التفاعلات بين الأقطاب المتذبذبة (تريفالت وبوركوفيك، 2014)) ومساهمات الطبقة المزدوجة (الناجمة عن تداخل الطبقات الكهربائية المزدوجة لأسطح الأفلام الدقيقة المتفاعلة (نجيب وكوي، 2014)). في الظروف المتماثلة، تبقى قوى فان دير فالس جذابة بينما تكون قوى الطبقة المزدوجة طاردة. ومع ذلك، في الأنظمة غير المتماثلة، على الرغم من أن قوى فان دير فالس عادة ما تكون جذابة، يمكن أن تختلف قوى الطبقة المزدوجة بشكل كبير ويمكن أن تكون إما جذابة أو طاردة أو مزيجًا من الاثنين. يعتمد هذا السلوك بشكل كبير على توزيع الشحنة السطحية للجسيمات والوسط المحيط (نجيب وكوي، 2014). علاوة على ذلك، لتفسير التفاعلات الأكثر تعقيدًا، تم اقتراح نماذج DLVO المنقحة وDLVO الممتدة (EDLVO) (بات وآخرون، 1995) لأخذ قوى الطرد المائية، وقوى الطرد الستيري، والتفاعلات الكارهة للماء، وتفاعلات حمض-قاعدة لويس في الاعتبار (أليمي وآخرون، 2018؛ وانغ وآخرون، 2015).

تؤثر عملية التجميع بشكل حاسم على مصير الأفلام الدقيقة في البيئات الطبيعية من خلال تغيير خصائصها الفيزيائية (مثل الشكل، الحجم، الكثافة،
خصائص السطح (مثل الخشونة السطحية) والخصائص الكيميائية (مثل توزيع الشحنة السطحية والجهد الكهروستاتيكي) (Li et al., 2018; Artham et al., 2009; Michels et al., 2018). تشمل المحركات النظرية لتجمع الجسيمات الدقيقة مجموعة من القوى المتفاعلة مثل التفاعل الكهربائي، الروابط الهيدروجينية، الروابط الكيميائية، والجسور (الشكل 4) (Wang et al., 2015). يوضح الجدول 2 تحليل الدراسات الرئيسية حول تجمع الجسيمات الدقيقة في المحاليل العذبة، ويتم تقديم نظرة عامة مفصلة عن الدراسات المعنية هنا في الجدول S2. يتم مناقشة المعلمات الرئيسية والآليات المعنية في الشكل 4 والجدول 2 في الأقسام التالية (القسم 3.2.1-3.2.6).

يمكن أن تؤثر وجود الإلكتروليتات ذات الشحنات المختلفة بشكل كبير على السلوك الحركي للجزيئات الدقيقة من خلال التحكم في قوى تفاعلها. بشكل خاص، في نظام التجميع المحدود بالتفاعل، حيث تكون تركيزات الإلكتروليت أقل من تركيزات التجلط الحرجة (CCC)، يمكن أن يؤدي زيادة تركيز الإلكتروليت إلى تعزيز تجميع الجزيئات الدقيقة عن طريق تشكيل شاشة شحن على السطح البلاستيكي وضعف قوتها التنافرية من خلال تقليل حاجز الطاقة. لذلك، فإن معدل تجميع PS ( ) ( لي وآخرون، 2018) و PE ( ) النواب (شمس وآخرون، 2020) زادت باستمرار من حوالي مع زيادة تركيز الملح. عندما يتجاوز تركيز الإلكتروليت CCC، يمكن أن يؤدي التغطية الكاملة للحاجز الطاقي إلى تحويل عملية الانتشار لتصبح الخطوة المحددة للتجمع، مما يؤدي إلى هيمنة قوى فان der Waals على تفاعلات الجسيمات وغياب أو عدم أهمية قوى الطرد من الطبقة المزدوجة. يتماشى هذا مع استقرار كل من الميكروبلاستيك PS و PE ضمن أنظمة التجمع الخاصة بها (Li et al., 2018; Shams et al., 2020).

لشحنة الأيون تأثير كبير على تشكيل تجمعات MP. وفقًا لقواعد شولز-هاردي، فإن نسبة قيم CCC لـ PS و PE للأيونات ثنائية التكافؤ (مثل و ) والأيونات أحادية التكافؤ تتناسب مع (Li وآخرون، 2018؛ شمس وآخرون، 2020)، بينما وُجد أن الكتل الناتجة عن جزيئات البلاستيك الدقيقة من نوع PS كانت أكبر في المحاليل التي تحتوي على أيونات ثنائية التكافؤ مقارنة بتلك التي تحتوي على أيونات أحادية التكافؤ ( و ) (لو وآخرون، 2018). وهذا يشير إلى أن الأيونات ذات الشحنة الأعلى تكون أكثر فعالية في تحييد الشحنة السطحية للبلاستيك وكبح الطبقة الكهربائية المزدوجة. وأكد شمس وآخرون (2020) أن السعة الامتصاصية المحددة لـ يمكن أن يؤدي أيضًا إلى
أثر الجسر خلال عملية التجميع، مما يجعل البولي إيثيلين أكثر حساسية لـ .

تختلف استقرار وسلوك تجميع الجسيمات الدقيقة مع قوة الأيونات وحجم الجسيمات. أظهر صن وآخرون (2020) تظهر جزيئات البوليسترين استقرارًا قويًا في المحاليل ذات القوة الأيونية العالية، في حين أن جزيئات البوليسترين بحجم 1 نانومتر تطورت لديها تكتلات مرئية في ظل نفس الظروف. وقد تم عزو هذه الملاحظة إلى اختفاء حاجز الطاقة حول الجزيئات البلاستيكية، بسبب القوة الطاردة الكهروستاتيكية المحجوبة الناتجة عن وجود أيونات مذابة قوية في المحلول. وبالتالي، تم نسب تكتل النانو بلاستيك إلى الحركة البراونية القوية. في هذا السياق، افترضت عملية النقل الفيزيائي أنها الخطوة المحددة. وقد أدى هذا الاستنتاج إلى اقتراح أن المعلمات الهيدروديناميكية قد تمارس تأثيرًا أكثر بروزًا على تكتل الجسيمات الدقيقة مقارنة بكيمياء المحلول.

توزع المواد العضوية الطبيعية (NOM) بشكل واسع في الأنظمة المائية الطبيعية وتؤثر بشكل كبير على استقرار الكولودات للميكرو بلاستيك (MPs) في الأنظمة المائية من خلال الامتصاص على الأسطح البلاستيكية عبر الجذب الكاره للماء والتفاعل الكهروستاتيكي. يمكن أن يسهل امتصاص NOM بشكل فعال الحواجز الاستيركية والنبذ الكهروستاتيكي بين الجسيمات، مما يسهل تشتت ميكرو بلاستيك PS، كما يتضح من التحول نحو اليمين لقيم CCC إلى تركيز ملح أعلى (زيادة بمقدار 1.03-2.15 مرة) وتخفيفات أقوى. القيم (Li et al., 2018). لوحظت تأثيرات مماثلة على بلاستيكات PE، حيث أن إضافة NOM في محاليل 80 مللي مولار NaCl و يقلل من من بلاستيكات البولي إيثيلين بواسطة و ، على التوالي. وبالتالي، فإن قيم CCC لـ PE في نفس NaCl و تزداد الحلول بمقدار 1.5 و 4 مرات، على التوالي (شمس وآخرون، 2020). ومع ذلك، تم الإبلاغ عن نتائج مختلفة قليلاً من قبل ي. لي وآخرون (2019)، الذين لاحظوا أن تأثير تثبيط امتصاص NOM على تجميع الجسيمات كان أقل وضوحًا بالنسبة للميكرو-PS مقارنةً بتأثيراته الأكثر أهمية على استقرار نانو-بلاستيك PS. تشير هذه التمييزات إلى أن فعالية NOM في تثبيت MPs ضد التجميع تختلف باختلاف حجم الجسيمات، وهو ما يمكن أن يُعزى إلى الاختلافات في آليات الجذب الكاره للماء والنبذ الستيري بين NOM و MPs بأحجام مختلفة.

في الواقع، يرتبط دور NOM ارتباطًا وثيقًا بالخصائص الكيميائية للمحلول والجزيئات الدقيقة، بدلاً من أن يلعب فقط دورًا في الاستقرار أو التشتت (Mosley et al., 2003; Cai et al., 2018). على سبيل المثال، يظهر جهد زتا للميكروسفير PS تغيرًا طفيفًا مع زيادة الرقم الهيدروجيني من 2.0 إلى 8.0. ومع ذلك، هناك انخفاض كبير في الأقطار الهيدروديناميكية عند مستويات الرقم الهيدروجيني من ، مما يدل على أن تأثير المواد العضوية الطبيعية (NOM) في تثبيط تجميع الجسيمات الدقيقة من البلاستيك (PS) يقتصر على مستويات الحموضة المنخفضة بسبب التأثيرات الحجمية، في حين أن تأثيرها يتناقص عند مستويات الحموضة العالية (Lu et al.، 2018). علاوة على ذلك، اكتشف Li et al. (2018) زيادة تجميع الجسيمات الدقيقة من البلاستيك عند تركيزات منخفضة من المواد العضوية الطبيعية. وقد نسب المؤلفون ذلك إلى امتصاص الكاتيونات ( و )، الذي عادل الشحنة السطحية السلبية للجزيئات، مما أدى بشكل فعال إلى إضعاف الحواجز الستيرية والنبذ الكهروستاتيكي. في الوقت نفسه، يمكن أن يؤدي امتصاص هذه الكاتيونات إلى
زعزعة استقرار الميكرو-PS من خلال جذب الجسور والجسور بين الجزيئات جسر مع مجموعات الكربوكسيل في المواد العضوية الطبيعية)، مما يؤدي إلى زيادة تجميع الميكرو-بلاستيك (Li et al., 2018). ساهمت آليات مشابهة من تحييد السطح وجسر الكاتيونات بواسطة المواد العضوية الطبيعية أيضًا في تشكيل تجمعات النانو-بلاستيك (Yu et al., 2019; Cai et al., 2018; J. Wang et al., 2021; Singh et al., 2019; Wu et al., 2019). التغيرات في المجموعات الوظيفية للبلاستيك (-COOH و ) ( يو وآخرون، 2019؛ وو وآخرون، 2019)، شحنة الإلكتروليت ( ، و ) (J. وانغ وآخرون، 2021) وتركيز NOM ( ) ( يو وآخرون، 2019) تؤثر أيضًا على دور المواد العضوية الطبيعية في تجميع البلاستيك.

على الرغم من أن النتائج الحالية تكشف عن الدور الحاسم للمواد العضوية الطبيعية في تعديل الجسيمات الدقيقة (بشكل أساسي الفوسفاتيديل سيرين)، إلا أنها تركزت بشكل رئيسي على حمض الهيوميك المتاح تجارياً. (كارپنتر وسميث، 1972؛ وو
وتجاهلت تنوع المواد العضوية الطبيعية الموجودة في البيئات الطبيعية. بالإضافة إلى الأحماض الهيومينية، فإن المواد الشبيهة بالبروتين، المنتشرة في الأنظمة المائية، تظهر أيضًا تأثيرات تثبيت قوية على جزيئات النانو من PS. بسبب وجود بقايا الأحماض الأمينية بكثرة. من المحتمل أن تكون أنماط تفاعلها مع جزيئات PS أكثر تعقيدًا من تلك الخاصة بـ HA (وو وآخرون، 2021)، مما قد يؤدي إلى سلوكيات تجميع متغيرة لجزيئات MP. ومع ذلك، لا يزال البحث في هذا المجال محدودًا. علاوة على ذلك، يمكن أن ترتبط NOM بالأيونات والأملاح، وتتنافس على الأسطح الكارهة للماء لجزيئات MP مع المعادن (لايسر وآخرون، 2020)، وتتحول كيميائيًا وتتحلل تحت إشعاع UV. ومع ذلك، كيف تؤثر هذه التفاعلات على تجميع MP لا يزال سؤالًا مفتوحًا.

وفقًا لنظرية DLVO، يمكن أن يحدد الرقم الهيدروجيني للمحلول التنافر الكهروستاتيكي من خلال تحديد توزيع الشحنة السطحية وأيونية المجموعات الوظيفية السطحية، مما يؤثر على تجميع الجسيمات في البيئات المائية (Mosley et al., 2003). في معظم الحالات، تحمل الجسيمات الدقيقة عادة شحنة سالبة مع عدم وجود نقطة تعادل كهربائي أو نقطة تعادل كهربائي منخفضة نسبيًا عندما ينحرف الرقم الهيدروجيني بشكل كبير عن ذلك الخاص بالمياه الطبيعية (Li et al., 2018; J. Wang et al., 2021). نقاط الشحن الصفرية ( ) من جزيئات الميكرو-بي إس ( ) و PS المعدل بالكبريتات ( 100 نانومتر ) كانت أقل من 3 ، وتغيرت أحجام جزيئاتها قليلاً في نطاق pH من 3 إلى 11 ، بسبب قوى التنافر الكهروستاتيكي القوية بين الجزيئات، الناتجة عن المجموعات السلبية على سطح PS (Sun et al., 2020; J. Wang et al., 2021). لذلك، تظل الخصائص الكهروكينية والهيدروديناميكية لـ micro-PS مستقرة نسبياً ضمن هذا النطاق من pH (Shams et al., 2020). وبالمثل، أظهرت بلاستيكات PE استقراراً كهربائياً، مع قطر هيدروديناميكي يتراوح من إلى على مدى نطاق pH من 2 إلى 9 في محلول NaCl بتركيز 10 نانومتر (شمس وآخرون، 2020). نظرًا لأن pH الطبيعي في أنظمة المياه العذبة عادة ما يكون بين 5 و 9 (تشودري وآخرون، 2015)، فإن الجسيمات الدقيقة مستقرة في البيئات المائية، وأي تغييرات ناتجة عن تقلبات pH يمكن أن تكون ضئيلة.

تحدد الخصائص الفيزيائية للجزيئات الدقيقة، مثل الكثافة والحجم ونوع البوليمر والشحنة السطحية والطاقة، بشكل حاسم سلوك التجمع الخاص بها من خلال التأثير على قوى التفاعل وحواجز الطاقة (X. Wang et al., 2021). على وجه التحديد، تحدد كثافة الجزيئات الدقيقة بشكل كبير نوع المادة التي تتجمع معها وعمق التجمع (Besseling et al., 2017). يمكن أن تتوزع الجزيئات الدقيقة ذات الكثافات القريبة من كثافة الماء في عمود الماء بسرعة وتشكيل تجمعات غير متجانسة مع المواد الصلبة المعلقة، متأثرة بالخلط والتشتت الناتج عن القص (Kukulka et al., 2012). بينما، فإن الجزيئات الدقيقة ذات الكثافات المنخفضة تكون أكثر عرضة للتجمع مع الجسيمات الطبيعية أو البشرية غير البوليمرية في الطبقة السطحية الدقيقة (Song et al., 2014). كما أن تكرار الاصطدام يعتمد بشكل كبير على الحجم النسبي للجزيئات الدقيقة والمواد الصلبة المعلقة (Besseling et al., 2017). في ظروف معينة، تكون الجزيئات الدقيقة الأصغر أكثر احتمالاً للتجمع مع المواد الصلبة المعلقة أو الرمل مقارنة بالجسيمات الأكبر، بسبب الطاقة السطحية الأعلى والشحنة السطحية السلبية الأقل للجسيمات الأصغر، مما يؤدي إلى حركة براونية أقوى، وحواجز طاقة أقل، وكفاءة اصطدام أكبر (Sun et al., 2020; Y. Li et al., 2019; Dong et al., 2018).

بالإضافة إلى ذلك، تتأثر معدلات التجميع أيضًا بتكوين الجسيمات. وجد شمس وآخرون (2020) أن نانو بلاستيك PS أظهر استقرارًا أعلى من نانو بلاستيك PE وعزوا ذلك إلى الاختلاف في ثوابت هاماكر المعتمدة على التركيب للجسيمات، والتي يمكن أن تسبب تباينات كبيرة في قوى فان der Waals، والخصائص الكارهة للماء، والشحنة السطحية (نجيب وكوي، 2014). وجد ستيد وبوند (2023) أنه بين جزيئات PP و HDPE و PET و PVC، كانت قطع PVC الكبيرة… أظهرت ) أصغر جهد زتا سلبي وأعلى قابلية حيوية، وبالتالي كانت قادرة على الالتصاق بأكبر قدر من رواسب الأنهار والمواد العضوية على السطح. تشير هذه النتائج إلى أن الجسيمات الدقيقة المصنوعة من بوليمرات مختلفة قد يكون لها مصائر بيئية مميزة، مما يشير إلى أهمية النظر في التركيب لفهم ديناميات الجسيمات الدقيقة وتأثيراتها البيئية. تكشف الرؤى النظرية أن شكل الجسيم يؤثر بشكل كبير على
تجمعها من خلال تغيير طاقة تفاعل المستحلب والحركة الكهربائية، مما يؤدي إلى ميل فريد للتجمع في محاليل معينة (أفروز وآخرون، 2013؛ بهاتاشارجي وآخرون، 2000؛ لي وما، 2018). ومع ذلك، حتى الآن، كانت الدراسات التي تركز على تطبيق هذه النتائج على الجسيمات الدقيقة محدودة للغاية، مما يبرز مجالًا حاسمًا للبحث المستقبلي.

تأثير التلوث البيولوجي على تجميع الجسيمات الدقيقة معقد، حيث يؤثر على كل من التفاعلات القوية قصيرة المدى التي تحكم كفاءة الالتصاق ومسارات النقل التي تؤثر على تكرار الاصطدام من خلال التغيرات الفيزيائية الكيميائية (جونيد ووانغ، 2021). في الأنظمة المائية العذبة، تعمل الجسيمات الدقيقة كركائز لمجموعة متنوعة من الكائنات الدقيقة وتوفر لها مصادر غذائية وفيرة من خلال امتصاص المواد العضوية الطبيعية من الماء. وبالتالي، يتضمن نمو الأغشية الحيوية السطحية تغييرات في الخصائص السطحية للجسيمات الدقيقة، مما يعدل التفاعلات بين الجسيمات المتقاربة (واجنر ولومبرت، 2018؛ لايسر وآخرون، 2020). يُعتبر مصفوفة البوليمرات الخارجية، التي تشكل في الغالب الأغشية الحيوية السطحية، السبب الجذري لهذه التغييرات (الشكل 4). تتكون البوليمرات الخارجية بشكل رئيسي من السكريات المتعددة والبروتينات والحمض النووي (بتروفا وساور، 2012). تؤثر الجزيئات الممتدة، والهياكل الخطية أو المتفرعة للسكريات المتعددة والبروتينات بشكل كبير على الهيكل ثلاثي الأبعاد للأغشية الحيوية من خلال تشكيل شبكات معقدة على سطح الجسيمات. وهذا يعزز بشكل فعال قدرة الربط لهذه الدعائم الصلبة، مما يساهم في تشكيل تجمعات أكبر وأكثر كثافة من الجسيمات الدقيقة الأصلية (فليمنغ ووينغندر، 2010؛ نوها وآخرون، 2018). تحتوي البوليمرات الخارجية على مجموعات وظيفية متنوعة، بما في ذلك الأسيتيل، والميثيل، والفوسفات، والهيدروكسيل، والكربوكسيل، والمجموعات الأمينية، التي يمكن أن تعزز الخصائص اللاصقة والتماسك (قدرة الامتصاص) للجسيمات الدقيقة (فليمنغ ووينغندر، 2010). يمكن أن تعزز هذه المجموعات من المحبة العامة للماء للجسيمات، بينما قد تزيد من الكارهية المحلية للماء (لاجاردي وآخرون، 2016). في الوقت نفسه، يمكن أن تؤدي هذه المجموعات إلى زيادة الشحنات الموجبة والسالبة في مناطق سطحية مختلفة، وزيادة توزيعها غير المتجانس (التفاعلات الكهروستاتيكية) (ديكسون وكوهماراي، 1989). لذلك، فإن تشكيل الأغشية الحيوية وترسيب البوليمرات الخارجية على سطح الجسيمات يعزز تجميع الجسيمات الدقيقة من خلال تفاعل معقد للقوى الجذابة والنافرة، بما في ذلك القوة الكهربائية، والروابط الهيدروجينية، والروابط الكيميائية، وقوة الربط، وقوة الامتصاص (وانغ وآخرون، 2015؛ نوها وآخرون، 2018). علاوة على ذلك، يمكن أن تسرع الأغشية الحيوية السطحية والبوليمرات الخارجية في المياه البحرية بشكل كبير عملية التجميع غير المتجانس (تستغرق بضع ساعات فقط) بين الجسيمات الدقيقة والجسيمات البيولوجية، مما يؤدي إلى تشكيل تجمعات أكبر تحتوي على نسبة أعلى من الجسيمات الدقيقة الملوثة (ميشيلز وآخرون، 2018). قد تظهر تأثيرات مماثلة للأغشية الحيوية والبوليمرات الخارجية أيضًا على الجسيمات الدقيقة في المياه العذبة ولكنها تتطلب مزيدًا من التحقق.

التفاعلات بين الأغشية الحيوية وتجمع الجسيمات البلاستيكية الدقيقة معقدة للغاية وتتحكم فيها تفاعلات الأنواع المستعمرة (فليمنغ ووينغندر، 2010) وخصائص البلاستيك (أرثام وآخرون، 2009) والظروف البيئية (لايزر وآخرون، 2020). لاحظ لاغارد وآخرون (2016) أنماطًا مختلفة من التعبير الجيني خلال عملية الاستعمار للبولي بروبيلين (PP) والبولي إيثيلين عالي الكثافة (HDPE) بواسطة الطحالب الدقيقة العذبة. وأبرزوا التأثير الكبير لتكوين البلاستيك الكيميائي على نوع الاستعمار طويل الأمد، مما أدى إلى تغييرات مميزة في قدرة الالتصاق لـ PP و HDPE وسلوك التجمع اللاحق. اقترح كونها وآخرون (2019) وجود تجميع غير متجانس محدد بالأنواع بين الجسيمات البلاستيكية الدقيقة والمادة خارج الخلية، مع كون العملية الديناميكية تعتمد بشكل كبير على خصائص المادة خارج الخلية (مثل الحجم، النوع، التركيز، العائد، الاستقرار) وحجم الجسيمات البلاستيكية الدقيقة، بما يتماشى مع دراسات (لايغارد وآخرون، 2016؛ كونها وآخرون، 2020؛ دراغو وآخرون، 2020). وجد لايزر وآخرون (2020) أن الكوليدات المحتوية على أكسيد الحديد يمكن أن تحفز التجميع غير المتجانس بين الجسيمات البلاستيكية الدقيقة والمعادن والكيانات الحية. كانت تركيزات امتصاص المعادن منظمة بشكل رئيسي بواسطة عدد مواقع الربط التي توفرها الجسيمات البلاستيكية الدقيقة، والتي تأثرت بنوع البوليمر. بالإضافة إلى الالتصاق بالمواد الصلبة المائية بعد التلوث البيولوجي، ذكرت بعض الدراسات أن الجسيمات البلاستيكية الدقيقة يمكن أن تصبح جزءًا من التجمعات المتجانسة الموجودة التي تشكلها الكائنات الدقيقة والمادة خارج الخلية بسبب
نفاذية، أو تم امتصاصها مباشرة على جدران خلايا الطحالب من خلال التفاعلات بين الجزيئات والقوى الامتصاصية. وهذا يؤدي إلى ترسيب سريع للجزيئات الدقيقة من المياه السطحية إلى الرواسب القاعية (نجوين وآخرون، 2020؛ لاجارد وآخرون، 2016؛ بيلر وآخرون، 2021؛ ميشيلز وآخرون، 2018).

بشكل عام، تشير النتائج من الأبحاث الحالية إلى الطبيعة متعددة الأوجه للأنشطة البيولوجية التي تؤثر على تجمع الجسيمات الدقيقة في البيئات المائية، مما يبرز الحاجة إلى دمج التحليلات الفيزيائية والكيميائية مع الرؤى البيئية لفهم شامل لديناميات تفاعلها. ومع ذلك، فإن القيد الرئيسي في الدراسات الحالية ينشأ من الاعتماد على الدراسات المخبرية، التي قد لا تعكس بالكامل الظروف الطبيعية الحقيقية المتفاعلة، بما في ذلك الإشعاع فوق البنفسجي والتآكل الميكانيكي. على وجه الخصوص، يمكن أن تختلف التركيبة الكيميائية والخصائص (مثل الالتصاق والألفة) للأغشية الحيوية والمواد خارج الخلوية التي تتشكل في وسائط محددة مثل وسط تريس-أسيتات-فوسفات (لاجاردي وآخرون، 2016) بشكل ملحوظ عن تلك التي تتطور في البيئات المائية الطبيعية، بسبب اختلاف التعبير الجيني الميكروبي المرتبط بالعناصر الغذائية المحددة والظروف الهيدروليكية (بيسيل وبارسيلوس-هوف، 1987). نتيجة لذلك، قد يكون لهذه الأغشية الحيوية والمواد خارج الخلوية الفريدة تأثيرات مميزة على تجمع الجسيمات الدقيقة مقارنة بنظيراتها الطبيعية، مما يتطلب مزيدًا من البحث.

تشمل عملية تآكل الجسيمات الدقيقة بشكل أساسي التحلل الضوئي، والتفتيت الميكانيكي، والتحلل الحيوي، والتحلل الحراري. هذه العمليات المستمرة تغير بشكل جذري الخصائص الفيزيائية والكيميائية للجسيمات الدقيقة، بما في ذلك مجموعات السطح الوظيفية والخشونة، مما يؤثر على سلوك التجمع الخاص بها. على سبيل المثال، يمكن أن يؤدي الإشعاع فوق البنفسجي إلى إدخال مجموعات وظيفية تحتوي على الأكسجين مثل مجموعة الكربوكسيل على سطح الجسيمات البلاستيكية أو تحفيز الأكسدة السطحية مباشرة. هذه التعديلات زادت من الجهد السالب لجسيمات البولي إيثيلين (PEs) وزادت من التنافر الكهروستاتيكي بين PEs، مما يمنع تجمع PEs القديمة في محاليل الإلكتروليت أحادي التكافؤ (NaCl) (Liu et al., 2019؛ Gao et al., 2022؛ Wang et al., 2023). بالإضافة إلى ذلك، يمكن أن يتسبب التآكل الميكانيكي، الناتج عن التفاعلات مع الرمل أو الرياح أو الماء، في توليد جسيمات أصغر ذات طاقة سطحية مرتفعة وتعزيز الحركة البراونية، مما يمكن أن يحسن معدل التصادم نظريًا (Enfrin et al., 2020). على العكس، قد تؤدي التقلبات الحالية المتكررة والعنيفة الناتجة عن العواصف أو الظروف البيئية القاسية الأخرى إلى تعطيل التجمعات التي تم تشكيلها بالفعل، وخاصة تلك ذات الهيكل الفضفاض المرتبط بقوى ضعيفة (مثل قوى فان der Waals المنخفضة) (Vaughan et al., 2017؛ Enfrin et al., 2020)، من خلال تطبيق قوى قص كبيرة. بشكل عام، لا يزال سلوك التجمع للجسيمات الدقيقة المتآكلة في أنظمة المياه العذبة، وخاصة التجمع غير المتجانس، غير مستكشف بشكل كافٍ، مما يشير إلى فجوة كبيرة في فهمنا تستدعي مزيدًا من البحث.

كما هو موضح في الشكل 5، فإن الجسيمات الدقيقة وكتلها القريبة من قاع أنظمة المياه العذبة تتعرض لتأثير الاضطرابات المحلية، حيث تمر بمجموعة من العمليات الديناميكية، بما في ذلك نقل الحمولة القاعية، والترسيب، وإعادة التعليق، والتماسك، والانضغاط، مما يؤدي إلى تكوين تركيزات عالية بالقرب من القاع (جي، 2017؛ نيل وآخرون، 2018؛ ب. هي وآخرون، 2020). إن هذا التفاعل المعقد للجسيمات الدقيقة التي تتبادل بين عمود الماء والطبقة السفلية له تأثير كبير على تحديد مصير الجسيمات الدقيقة داخل أنظمة المياه العذبة.

من الناحية النظرية، تتأثر حركة الجسيمات الدقيقة (MPs) على قاع السرير بالتوازن بين القوى الهيدروديناميكية وقوى المقاومة الناتجة عن الجاذبية والتفاعلات بين الجسيمات (ريجيتي ولوكاريللي، 2007). يعتبر الإجهاد القص الناتج عن حركة السائل قوة هيدروديناميكية محورية، حيث يؤثر مقدارها بشكل كبير على ما إذا كانت الجسيمات الدقيقة ستخضع للدحرجة والانزلاق، أو القفز، أو التعليق (الشكل 5). عندما يتجاوز إجهاد القص في القاع عتبة حرجة، تبدأ الجسيمات الدقيقة في الحركة، وبعد ذلك، تكون سرعة المياه المنخفضة كافية للحفاظ على هذه الحركة (بالينت وآخرون، 2012؛ جي، 2017؛ والدشلاجر وشوترومبف، 2019). ومع ذلك، مع انخفاض حجم الجسيمات، يصبح تأثير وزن الجسيمات غير ذي أهمية، مما يجعل القوى بين الجسيمات أكثر تأثيرًا في دفع الحركة الأولية للجسيمات الدقيقة الأصغر تحت تأثير الجاذبية (ريجيتي ولوكاريللي، 2007).

في المسطحات المائية الطبيعية، تلعب قوتان جذابتان هامتان دورًا بين الجسيمات الدقيقة والرواسب المتماسكة، بما في ذلك التماسك (رابطة فان der Waals) الناتجة عن التفاعلات الكهروكيميائية بين الجسيمات المتشابهة كيميائيًا، والالتصاق، الذي يشير إلى أي قوى ربط إضافية ناتجة عن مواد غير متشابهة بين الجسيمات (Righetti وLucarelli، 2007). تتأثر قوة القوى بين الجسيمات بمزيج من الخصائص الفيزيائية والكيميائية للجسيمات الدقيقة والرواسب (مثل التركيب المعدني والشحنة السطحية)، وتفاعلات الجسيمات (خصوصًا التجميع)، وكيمياء المحلول (مثل الملوحة وتركيز المواد العضوية)، ونشاط الكائنات القاعية (بما في ذلك إنتاج الأغشية الحيوية والمادة خارج الخلية) (Ji، 2017). عندما تكون إجهاد القص في القاع أكبر من قوة المقاومة، فإن الجسيمات الدقيقة ذات سرعات الاستقرار المنخفضة تكون أكثر عرضة للتعليق والاستقرار بشكل متكرر بين عمود الماء والقاع بسبب القوى الهيدروليكية الدورية، مصحوبة بالتجمع والانكسار. خلاف ذلك، تبقى الجسيمات الدقيقة ثابتة وتتصلب تدريجيًا بسبب زيادة التماسك والالتصاق حيث أن إجهاد القص غير كافٍ للتغلب على قوة المقاومة. علاوة على ذلك، يمكن أن تسهم آليات مثل إجهاد الفيلم عند واجهة الصلب والسائل واستبعاد المسام أيضًا في حركة الجسيمات الدقيقة داخل الرواسب (J. Li et al.، 2020؛ Fries وTaghon، 2010).

تم تحديد احتجاز البلاستيك في البيئات العذبة كعامل حاسم يساهم في التباين في تراكم البلاستيك

بين أنظمة المياه العذبة والمحيطات. على الرغم من أن توازن القوى المذكور يمكن أن يوفر فهمًا أساسيًا لنقل الجسيمات الدقيقة المودعة، إلا أن تحديد آليات الاحتفاظ المعقدة المدفوعة بتغير المعايير لا يزال يمثل تحديًا. يمكن أن توفر خصائص الجسيمات الدقيقة المأخوذة من الرواسب المائية رؤى حول هذه الآليات. تتجاوز الغالبية العظمى من الجسيمات الدقيقة المحتفظ بها في عينات الرواسب في الحجم وتمتلك كثافات عالية نسبيًا، مما يبرز تأثير حجم الجسيمات وكثافتها على احتباس البلاستيك (يوان وآخرون، 2019) (انظر الجدول 3). أظهرت الدراسات السابقة أنه عندما تكون كثافة الجسيمات الدقيقة أعلى من الماء، فإن كفاءة الاحتباس مرتبطة بشكل كبير بحجم الجسيمات، مما يؤدي إلى أكثر من من النواب في الرواسب التي يزيد حجمها عن 0.2 مم. ومع ذلك، مع اقتراب كثافة البلاستيك من كثافة الماء، يمكن أن يؤدي أي تغيير طفيف في كثافة البلاستيك إلى تغيير ملحوظ في كفاءة الاحتفاظ، بغض النظر عن
حجم الجسيمات (Besseling et al., 2017; Nizzetto et al., 2016). علاوة على ذلك، غالبًا ما تظهر الرواسب القاعية انتشارًا للجزيئات الدقيقة ذات الكثافة المنخفضة (مثل PE و PP)، والتي يمكن أن تُعزى إلى القوى القوية بين الجسيمات بما في ذلك جذب الشحنات، التي تحفز التفاعلات مع المعادن، والتلوث البيولوجي، وامتصاص المواد (Corcoran et al., 2015; Ballent et al., 2016; B. He et al., 2020).

تظهر البلاستيكات ذات الأشكال غير المنتظمة ميلاً أعلى للنقل حتى في التدفقات الأقل اضطرابًا بسبب انخفاض سرعة الاستقرار والقص الحرجة. ومع ذلك، من بين أنواع البلاستيك المختلفة، تبرز الألياف باستمرار كأكثر المكونات وفرة في كل عينة رمل تقريبًا (تيبيتيتس وآخرون، 2018؛ سو وآخرون، 2016؛ جيانغ وآخرون، 2018؛ ويليس وآخرون، 2017). يمكن أن يُعزى هذا الانتشار ليس فقط إلى مصادرها العديدة ومساهماتها من الأنشطة البشرية ولكن أيضًا إلى خصائصها المميزة، بما في ذلك الشكل الممتد و

نسبة استثنائية عالية من المساحة السطحية إلى الحجم، مما يجعلها عرضة للسحب نحو الأسفل بواسطة حبيبات الرمل المودعة، ثم محاصرتها بين هذه الحبيبات بسبب الإجهاد القصي النسبي العالي (بول وآخرون، 2020؛ والدشلاجر وشوتترومبف، 2019). علاوة على ذلك، كشفت التحقيقات عن اتجاه تنازلي لحجم البلاستيك مع زيادة عمق الرواسب (ويليس وآخرون، 2017). ومن الجدير بالذكر أن نسبة قطع البلاستيك داخل الرواسب أظهرت ميلاً متزايداً (تشو وآخرون، 2018)، ربما نتيجة للتفتيت الميكانيكي للميكروبلاستيك الصلب (مثل PS) الذي يتفاعل مع جزيئات الرواسب (تشوبارينكو وآخرون، 2020). ومع ذلك، فإن وفرة الميكروبلاستيك في الرواسب السطحية تتجاوز باستمرار تلك الموجودة في طبقات الرواسب الأعمق (كوركوران وآخرون، 2015؛ ف. وو وآخرون، 2020؛ تشنغ وآخرون، 2020).

حتى الآن، يعتمد فهمنا لاحتفاظ الجسيمات الدقيقة بشكل أساسي على تحليلات الرواسب، وهي طريقة ‘صندوق أسود’ لا يمكنها تفسير الآليات المعقدة الكامنة وراء ديناميات الجسيمات الدقيقة بشكل كافٍ. تفشل هذه الطريقة في تقديم رؤى حول كيفية تفاعل الجسيمات الدقيقة مع تدفق المياه، والرواسب، والأنشطة البيولوجية، مما يجعل من الصعب تحديد المسارات والجداول الزمنية لاستقرار الجسيمات الدقيقة على قيعان الأنهار والاحتجاز اللاحق في الرواسب. إن انتشار الألياف في الرواسب (على سبيل المثال، 70.6-90.4%، Zheng et al.، 2020) لا ينجم فقط عن مصادرها الوفيرة، ولكن أيضًا نتيجة للأفعال الهيدروديناميكية. لذلك، فإن استخدام تقنيات تشخيص السوائل المتقدمة، مثل نظام التصوير الفلوري (FIS) الذي طوره Boos et al. (2021)، لتتبع هجرة وترسيب الجسيمات الدقيقة في تدفقات الرواسب داخل قناة صناعية محكومة، أمر بالغ الأهمية. يمكن أن تقدم الدراسات المستقبلية باستخدام تقنيات تشخيص التدفق التجريبية المتقدمة وتقنيات القياس إمكانيات كبيرة لفك التفاعلات بين ديناميات السوائل، وحركة الجسيمات الدقيقة، وخصائص الرواسب.

تلعب الظروف الهيدروليكية (مثل سرعة التدفق والاضطراب) والبيئية (مثل شكل قاع النهر، خشونة الرواسب، الحجم النسبي لحبيبات الرواسب والميكروبلاستيك) دورًا حاسمًا في عملية احتجاز الميكروبلاستيك (Hoellein et al., 2019; Corcoran et al., 2020; Waldschläger and Schüttrumpf, 2019; Nizzetto et al., 2016; Corcoran et al., 2015). عمومًا، يمكن أن تؤدي سرعات التدفق العالية إلى تعطيل احتجاز الميكروبلاستيك من خلال توليد إجهاد قص كبير يؤدي إلى تقلبات زمنية في وفرة الميكروبلاستيك، خاصة في الرواسب السطحية (Tibbetts et al., 2018; F. Wu et al., 2020; Gerolin et al., 2020). مع تقدم البحث، لاحظ Hurley et al. (2018) أن الميكروبلاستيك عالي الكثافة (1.2-1.8 ) تكون حساسة بشكل خاص للتغيرات الهيدروليكية السريعة، مثل العمليات المتعلقة بالفيضانات. بسبب أوزان جزيئاتها الأكبر، تبقى هذه الجزيئات الدقيقة عادةً مستقرة نسبيًا في ظروف التدفق المنخفض. وبالتالي، فإن الاضطراب الذي يحركها يمكن أن يؤدي إلى تباينات أكثر وضوحًا في التركيز مقارنةً بالجزيئات الدقيقة الخفيفة. اكتشف L. Zhang وآخرون (2020) أن زيادة سرعات تيارات المد يمكن أن تعزز تكتل الجزيئات الدقيقة مع المواد الصلبة العالقة اللاصقة بينما تسبب انخفاضًا حادًا في مستوى المياه، مما يعزز بشكل كبير من ميل الجزيئات الدقيقة للاستقرار والاحتفاظ، مع وجود علاقات خطية قوية بين سرعة التدفق وتركيز الجزيئات الدقيقة خلال كل من الفيضانات ( ) ومد الجزر ( الظروف. بالإضافة إلى ذلك، وُجد أيضًا أن النباتات المائية يمكن أن تعمل كمنظم طبيعي لاحتجاز الجسيمات الدقيقة عن طريق إبطاء سرعة التدفق، وتعزيز الإجهاد القصي الحرج، وتعمل كحاجز مادي وسطح لاصق (F. Wu et al., 2020; L. Zhang et al., 2020; Helcoski et al., 2020). قد تخلق مظلات النباتات أيضًا مناطق تجريف تمنع إعادة تعليق الجسيمات الدقيقة (F. Wu et al., 2020). وبالتالي، وُجد أن المناطق ذات الكثافة النباتية العالية تحتوي على تركيزات أعلى بكثير من الجسيمات الدقيقة (على سبيل المثال، 4-10 مرات في الماء و2-3 مرات في الرواسب ( . ليو وآخرون، 2022)) مقارنة بالمناطق غير المزروعة (ف. وو وآخرون، 2020؛ ل. تشانغ وآخرون، 2020؛ هيلكوسكي وآخرون، 2020).

تتأثر احتفاظ الجسيمات الدقيقة (MP) في الرواسب المائية بشكل كبير بالتفاعلات مع المواد العضوية وخصائص الرواسب. قام كوركوران وآخرون (2020) بقياس أعلى وفرة للجسيمات الدقيقة في الرواسب الغنية بالحطام العضوي وأدق أحجام الحبيبات. وقد عزوا ذلك إلى الكثافات القريبة من الحطام العضوي وبوليمرات الجسيمات الدقيقة التي تؤدي إلى سرعات ترسيب بطيئة مماثلة، مما يؤدي إلى تراكم الجسيمات الدقيقة والرمال الناعمة.
الحطام في مناطق النشاط الهيدرو ديناميكي الضعيف (براون وآخرون، 2010؛ زانغ وآخرون، 2017). لاحظ فيشر وآخرون (2016) نمط احتفاظ مشابه، مشيرين إلى أن وجود المادة العضوية يعزز التماسك والالتصاق بين الجزيئات الدقيقة والرواسب. بالإضافة إلى ذلك، فإن وفرة المادة العضوية تسرع من تشكيل الأغشية الحيوية على أسطح الجزيئات الدقيقة، مما يحولها من كارهة للماء إلى محبة للماء بشكل قوي ويغير قطبيتها بشكل مشابه للرواسب، مما يزيد من ألفتها مع الرواسب (فان ميلكيبيك وآخرون، 2020). قد يؤدي تشكيل هذه الأغشية الحيوية أيضًا إلى تحفيز التحلل الحيوي في الجزيئات الدقيقة المودعة لفترات طويلة، خاصة في طبقات الرواسب الأعمق، مما يؤدي إلى تفكيكها إلى قطع أصغر تتغلغل أكثر في طبقات الرواسب من خلال مساحات المسام (نيوا وآخرون، 2021). أفاد فيرماير وآخرون (2017) بوجود تفاعل تنافسي بين المادة العضوية والديناميكا المائية، حيث تشجع المادة العضوية على تشكيل تجمعات أكبر وأكثر كثافة من الجزيئات الدقيقة التي من المرجح أن تستقر في عمود الماء، مما يقلل من تأثير الديناميكا المائية على سلوك الجزيئات الدقيقة. بالإضافة إلى ذلك، سلطت بعض الأدبيات الضوء على أهمية تدفقات حبيبات الرواسب وتدفقات الضغط في احتفاظ الجسيمات (فرايز وتاغون، 2010؛ فاريزان وآخرون، 2019). ومع ذلك، تتوفر معلومات قليلة حول كيفية تأثير هذه التدفقات المحددة على احتفاظ الجزيئات الدقيقة.

يمكن تصنيف إعادة تحريك الرواسب إلى فئتين رئيسيتين، بما في ذلك “الحمل المعلق” الذي يشير إلى نقل الجسيمات في حالة تعليق دون اتصال مباشر مع قاع الرواسب، و”الحمل القاعي” الذي يتضمن نقل الجسيمات المستقرة عن طريق التدحرج والانزلاق والقفز مع الحفاظ على اتصال مستمر مع القاع (جي، 2017). يتم التحكم في نقل الحمل القاعي والحمل المعلق نظريًا بواسطة إجهاد القص الحرج، وهو معلمة رئيسية تحددها بشكل أساسي حجم الجسيمات وكثافتها، وثانويًا شكل الجسيمات والقوى التماسك (جي، 2017؛ ف. وو وآخرون، 2020)، وعادة ما يتم تحديدها من خلال مخطط شيلدز أو التجارب الفيزيائية (فالدشلاجر وشوتترومبف، 2019؛ شيلدز، 1936). ومع ذلك، من المهم الاعتراف بأن مخطط شيلدز مصمم حصريًا للرواسب المتجانسة. في الدراسات التي تتضمن رواسب غير متجانسة، يجب أخذ “أثر الاختباء والتعرض” في الاعتبار. تصف هذه الظاهرة العلاقة الإيجابية بين حجم الحبيبات وميولها للتحرك، مدفوعة بموقعها المكشوف (فالدشلاجر وشوتترومبف، 2019)، وهو أمر ذو صلة خاصة في دراسات إعادة تحريك الرواسب التي تتضمن رواسب غير متجانسة.

تم إجراء عدد قليل جداً من التجارب الفيزيائية للتحقيق في سلوك إعادة تحريك البلاستيك في البيئات المائية (Ballent et al.، 2012؛ Waldschläger و Schüttrumpf، 2019؛ Ballent et al.، 2013). تم إجراء العمل الرائد حول إعادة تعليق الرواسب بواسطة شيلدز (1936)، الذي درس سلوك إعادة تعليق قطع الكهرمان ذات الحواف الحادة (الكثافة: ، القطر المتوسط: 1.56 مم) والفحم البني الزاوي (الكثافة: ، القطر المتوسط: ). قاموا بتطوير مخطط شيلدز الكلاسيكي الذي يوضح العلاقة بين إجهاد القص الحرج لشيلدز وعدد رينولدز للجسيمات، والذي يُستخدم عادةً لتحديد إجهاد القص الحرج للجسيمات الطبيعية على سرير رسوبي موحد. أكد شيلدز (1936) على العلاقة بين إعادة تحريك الجسيمات وقطر الجسيمات ووزنها، مشددًا على التأثير المحدود لزاوية الجسيمات على إعادة التحريك (شيلدز، 1936). ركز بالينت وآخرون (2012) على سلوك إعادة تحريك ثلاثة أنواع من الكريات البلاستيكية في غرفة دوارة بقطر 20 سم مملوءة بمياه مالحة ( ). وجدوا أن معظم الكريات ذات الكثافة الأعلى ( ) وأبعاد أكبر ( 5.1 مم ) أظهرت مقاومة أكبر للإجهاد القص عالي ( ) من أولئك ذوي الكثافة المنخفضة ( ) وحجم أصغر ( 4.7 مم ). مؤخرًا، لاحظ ديميرال وآخرون (2022) حركات ومسارات خمس مجموعات من الجسيمات ذات الأشكال البيضاوية، الكثافة ( ) وقطر ( ) تحت أنظمة تدفق مختلفة (من فوق الحرجة مع رقم فريد، Fr تمامًا
مضطرب مع ) في مجرى مائي على نطاق المختبر، مع التأكيد على أن الديناميكا المائية وخشونة القاع هما المعلمتان الأكثر أهمية التي تؤثر على مسارات الجسيمات، بينما تعتبر خصائص الجسيمات (مثل القطر والشكل) تأثيرًا ثانويًا فقط. ومع ذلك، لاحظ أن كل من الأسطح الملساء والأسطح المونة المستخدمة في ظروفهم التجريبية كانت مختلفة تمامًا عن قيعان الرواسب غير المستوية في البيئة الطبيعية.

أجرى والدشلاجر وشوتترومبف (2019) دراسة شاملة حول عملية إعادة تعليق 14 نوعًا مختلفًا من بوليمرات الميكروبلاستيك (الكثافة: القطر المتوسط: الشكل: أسطوانة، شظية، كرة، ألياف ومكعب) عبر أربعة أنواع من الرواسب الطبيعية ( رمل ناعم، و حصى، وخلائطها بنسبة 1:1:1). أظهرت النتائج أن الإجهاد القصي الحرج (0.002-0.233 ) تأثر بشكل كبير بكثافة الميكروبلاستيك، مما يؤثر على قوة الوزن، وحجم حبيبات الرواسب الذي يؤثر على حركة الجسيمات من خلال تأثيرات الاختباء والتعرض. بالمقابل، كان لقطر وشكل الميكروبلاستيك، اللذان يؤثران على قوة السحب، دور أقل أهمية في حركة الجسيمات. كما أشار والدشلاجر وشوتترومبف (2019) إلى أن زيادة خشونة الرواسب تميل إلى تحويل حركة الميكروبلاستيك من الانزلاق إلى القفز أو القفزات، مما يدل على أهمية قوة السحب مقارنة بقوة الرفع في هذا السياق. على الرغم من أن دراسة والدشلاجر وشوتترومبف (2019) تحاكي ظروفًا أكثر واقعية تقارب العالم الحقيقي، إلا أن التعريف الغامض وتقييم الحركة الأولية للجسيمات لا يزال يسبب عدم اليقين في النتائج التجريبية، وبالتالي، هناك حاجة إلى تعريف ومعايير حكم أكثر معيارية لتقييم عمليات نقل الميكروبلاستيك بدقة عبر أسرة الرواسب. يبقى فهم ديناميات إعادة تعليق الميكروبلاستيك الأصغر ( )، التي تشكل الغالبية العظمى من الميكروبلاستيك في البيئات المائية (جيرولين وآخرون، 2020؛ جيوفاناندام وآخرون، 2022)، فجوة معرفية مهمة. هناك حاجة أيضًا إلى مزيد من البحث لتحديد تأثير خصائص الرواسب الفيزيائية، وعدم تجانسها، وتغيرات تضاريس القاع على ديناميات الميكروبلاستيك. على سبيل المثال، الظاهرة السائدة للتسليح في الأنهار ذات القاع الحصوي، الناتجة عن فترة طويلة من التدفقات فوق قاع مختلط من الحصى، يمكن أن تعيد تشكيل هيكل سطح الرواسب من خلال إنشاء طبقة خشنة فوق الركيزة الأكثر نعومة (فردوسي وآخرون، 2017). تعزز هذه الطبقة المسلحة بشكل فعال استقرار السطح ومقاومته، مما يمنع حركة الرواسب الدقيقة، والتي بدورها تؤثر على السلوك الديناميكي للميكروبلاستيك عند حدود القاع. يعتبر أخذ هذه الهياكل السطحية للرواسب في الاعتبار أمرًا حيويًا للتنبؤ بدقة بمعدلات إعادة تعليق الميكروبلاستيك في البيئات المائية الطبيعية وتجنب التقديرات المحتملة المبالغ فيها.

إعادة تعليق الميكروبلاستيك في البيئات الطبيعية مرتبطة ارتباطًا وثيقًا بالظروف الهيدروليكية والعوامل المناخية (بالينت وآخرون، 2012؛ فيشر وآخرون، 2016). الأمواج الناتجة عن الرياح وسرعة التيار هما عمليتان ديناميكيتان رئيسيتان تولدان إجهادًا قصيًا على السطح والقاع لتحريك الجسيمات في حركة دحرجة أو انزلاق (جي، 2017). في الأنهار، يتم تطوير الإجهاد القصي كقوة دافعة بشكل رئيسي بواسطة سرعة التيار، مما يتسبب في حركة الجسيمات على طول القاع في اتجاه التدفق، بينما في البحيرات أو المصبات، تلعب الأمواج الناتجة عن الرياح مع تأثيراتها القوية في الخلط والتذبذب دورًا أكثر وضوحًا في توليد الإجهاد القصي، مما يؤدي إلى دوران ونقل جزيئات الميكروبلاستيك (باسكولو وآخرون، 2018). بشكل عام، هناك علاقة سلبية بين وفرة الميكروبلاستيك في الرواسب والأنشطة الديناميكية المائية، حيث تؤدي زيادة معدل التدفق إلى زيادة إجهاد التدفق القصي، مما يسرع الحركة الأولية للميكروبلاستيك من قاع النهر إلى عمود الماء. على سبيل المثال، أظهرت اختبارات المختبر التي أجراها لي وآخرون (2022) أن إجهاد التدفق عند معدل قصي من يمكن أن يعلق فقط الميكروبلاستيك على سطح الرواسب ( )، بينما زادت نسبة التعليق بشكل كبير (من إلى ) عندما زاد المعدل القصي إلى . يمكن أن تؤدي العوامل المناخية مثل الرياح الشديدة وهطول الأمطار إلى زيادة التيارات المضطربة وسرعات التدفق الأسرع، القادرة على تحريك الطبقة النشطة من الرواسب وبالتالي تعليق المزيد من الميكروبلاستيك (Y. زانغ وآخرون، 2020). لاحظ أوكلفورد وآخرون (2020) انتقال قيعان الأنهار من ‘مصدر’ للميكروبلاستيك تحت ظروف تدفق هادئة إلى ‘مصدر’ للميكروبلاستيك
خلال الفيضانات في مجرى مائي صناعي محكوم، مما يبرز الدور الحاسم لتطور الطبقة النشطة وخصائص نظام التدفق في إعادة تعليق الميكروبلاستيك في الأنهار الحبيبية الخشنة. وبالمثل، لاحظ هيرلي وآخرون (2018) أيضًا زيادة ملحوظة في تركيز الميكروبلاستيك في عمود الماء خلال مواسم الأمطار، والتي تعزى إلى زيادة سرعات التدفق التي ترفع المزيد من الميكروبلاستيك المترسب. نظرًا لأن وفرة الميكروبلاستيك عادة ما تكون أعلى في الرواسب السطحية مقارنة بالطبقات الأعمق (القسم 3.3.1)، فمن المحتمل أن الغالبية العظمى من الميكروبلاستيك التي تدخل الأنظمة المائية الطبيعية تمر بدورة من الاستقرار على سطح الرواسب تحت ظروف تدفق منخفضة وإعادة تعليقها في عمود الماء تحت ظروف تدفق عالية. وهذا يبرز التأثيرات القوية للموسمية على آليات ترسيب وإعادة تعليق الميكروبلاستيك، مما يجعل من الصعب الاحتفاظ بالميكروبلاستيك بشكل دائم في الرواسب النهرية الأعمق (لي وآخرون، 2022).

تعتبر المسطحات المائية العذبة أنظمة ديناميكية ذات خصائص تدفق معقدة ومتغيرة زمانيًا ومكانيًا تتأثر بالاضطراب، والأحداث المناخية، والديناميات الجيومورفولوجية. إن فهم نقل الميكروبلاستيك والاحتفاظ به في أنظمة المياه العذبة هو مهمة صعبة بسبب الطبيعة المعقدة متعددة الأوجه لعمليات التدفق في أنظمة المياه العذبة التي تقدم تحديات كبيرة لفهمها (هورتون وديكسون، 2018). بمجرد إطلاقها في أنظمة المياه العذبة، تخضع الميكروبلاستيك لمجموعة واسعة من عمليات النقل الديناميكية (مثل الانتشار، والتدفق، والخلط) وكمية كبيرة من التأثيرات المناخية الخارجية (مثل هطول الأمطار، والتعرض للرياح، والأنشطة الكيميائية والبيولوجية المختلفة). لذلك، يتطلب فهم مصير الميكروبلاستيك في مثل هذه البيئات فحصًا دقيقًا لمجموعة واسعة من العوامل البيئية. ستركز الأقسام القادمة (الأقسام 4.1 و4.2) على تحليل خصائص نقل الميكروبلاستيك في الأنهار والبحيرات، مع التركيز بشكل خاص على دور التغير البيئي في تشكيل مصيرها (انظر الشكل 2).

في أنظمة الأنهار، يتم التحكم في حركة ونقل الميكروبلاستيك بشكل أساسي من خلال عمليتين، بما في ذلك التدفق، المدفوع بتدفق المياه، والانتشار، الذي يعززه الاضطراب. يميز التدفق أحادي الاتجاه، الذي تحكمه الجاذبية وانحدار القاع، الأنهار بشكل كبير عن أنظمة المياه العذبة الأخرى (جي، 2017). التدفق المدفوع بالجاذبية هو المحرك الأساسي لتدفق الأنهار، مما يسهل النقل السريع للميكروبلاستيك من مصادر إطلاقها. يعتبر التشتت، الذي يشمل كل من النقل التدفق والانتشار، هو العملية الأساسية التي تسهم في تخفيف الميكروبلاستيك. تسهل آليات التشتت الناتجة عن الاضطراب تشكيل ملفات مختلطة جيدًا في كلا الاتجاهين العمودي والأفقي عبر الأنهار. كشفت المراقبة الميدانية التي أجراها دريس وآخرون (2018) على مدى 19 شهرًا أن التغير العمودي الزمني ( ) لألياف الميكروبلاستيك ( بمتوسط ) خلال فترة أخذ عينات مدتها 3 ساعات كان نصف التغير الجانبي (52%) وأقل بكثير، بمقدار 5 إلى 10 مرات، من التغير الطولي (99-203%).

على الرغم من أن تقنيات تتبع الميكروبلاستيك الحالية لها قيود على القياس الميداني في الأنهار الطبيعية، فإن تحليل وفرة الميكروبلاستيك من خلال أخذ العينات يوفر رؤى حول تأثير الديناميات الهيدروليكية والهيدرولوجية للأنهار على ديناميات الميكروبلاستيك (إيركيس-ميدران وآخرون، 2015؛ هوانغ وآخرون، 2021). أظهرت بيانات البحث الدور الرئيسي للتيارات النهرية في نقل الميكروبلاستيك، حيث تقوم التدفقات السريعة بتشتت الميكروبلاستيك بشكل واسع في فترات زمنية قصيرة (ثوانٍ إلى دقائق) وتساعد التدفقات البطيئة على تراكم الميكروبلاستيك على مدى فترات طويلة (سنوات) (X. ليو وآخرون، 2022؛ هورتون وديكسون، 2018). تخلق هذه الديناميكية تدرج تركيز للميكروبلاستيك من ضفاف الأنهار ( ألياف ) إلى مراكز القنوات ( الألياف )، مما يوضح بوضوح التباين في توزيع الجسيمات الدقيقة وفقًا لظروف التدفق وشكل الأنهار (Dris et al.، 2018). تعقّد التغيرات المناخية الموسمية، خاصة خلال مواسم الأمطار، التي تتميز بالمد والجزر الربيعي، والفيضانات، والأعاصير، التباينات المكانية للجسيمات الدقيقة في أنظمة الأنهار (Eo et al.، 2019؛ Campanale et al.،

2020؛ مانشيني وآخرون، 2023). تؤدي الأحداث المناخية مثل الأمطار الغزيرة إلى زيادة الجريان السطحي، مما يساهم في إدخال كميات كبيرة من الجسيمات الدقيقة الأرضية إلى الأنهار (Eo et al.، 2019)، أو تسبب فيضانات شديدة لتجرف وتخدش قاع النهر، مما يعيد تعليق الجسيمات الدقيقة من الطبقة النشطة من الرواسب (Hurley et al.، 2018). وبالتالي، فإن وفرة الجسيمات الدقيقة تتزايد خلال موسم الأمطار، مما يظهر علاقة إيجابية مع معدلات التدفق. في هذه الأثناء، يسهل التدفق المضطرب خلال هذه الأحداث نقل الجسيمات الدقيقة، مما يؤدي إلى اتجاه تصاعدي في وفرة الجسيمات الدقيقة في اتجاه مجرى النهر (Hurley et al.، 2018؛ Eo et al.، 2019؛ سادري وتومسون، 2014). اكتشف Hurley et al. (2018) أن أحداث الفيضانات الشديدة يمكن أن تحرك ما يصل إلى من الجسيمات الدقيقة المدفونة في الرواسب إلى أسفل مجرى النهر، متسقة مع الملاحظة التي قدمها Eo et al. (2019)، الذين وجدوا زيادة كبيرة في متوسط وفرة الجسيمات الدقيقة من المنبع ( الجسيمات ) إلى المصب ( الجسيمات ) على طول نهر ناكدونغ.

على النقيض من ذلك، وجدت بعض الدراسات أن وفرة الجسيمات الدقيقة مرتبطة سلبًا بمواسم الأمطار، مفترضة أن الأحداث المناخية قد تلعب دورًا في التخفيف (Su et al.، 2016؛ Dris et al.، 2018؛ دي كارفالو وآخرون، 2021). أفاد ماني وآخرون (2015) بزيادة ملحوظة في تركيزات الجسيمات الدقيقة خلال مواسم الجفاف، منسوبة إلى زيادة الأنشطة البشرية (مثل الصيد، والتصريفات الصناعية، وحركة المرور المائية الكثيفة). كما حددت الأدبيات التأثير السائد للرياح على أنظمة ترسيب الجسيمات الدقيقة وأنماط النقل. أفاد براون وآخرون (2010) أن الجسيمات الدقيقة الكثيفة (PS، ) والأقل كثافة ولكن الأكبر (PE وPP، ) تأثرت بشدة بالتيارات الناتجة عن الرياح، مما شكل وفرة عالية في المواقع التي تتجه نحو الرياح مع ترسيب كبير للرواسب الدقيقة، بينما الجسيمات الدقيقة الأخف والأكبر كثافة من البلاستيكات الماكرو أقل عرضة لهذه العوامل البيئية، مما يشكل توزيعًا متساويًا في جميع الأنظمة المائية. تشير هذه النتائج إلى أن نقل وتوزيع الجسيمات الدقيقة يتأثر بتفاعل معقد من الأحداث الهيدرولوجية، والأنشطة البشرية، وخصائص الجسيمات الدقيقة.

تتأثر الخصائص الهيدروديناميكية للجسيمات الدقيقة بشكل شكل القناة والنباتات، مما يسبب تباينات مختلفة في توزيع الجسيمات الدقيقة في الأنهار. يمكن أن يخفف وجود نباتات كثيفة من التأثيرات الهيدروديناميكية الناتجة عن الاضطراب على أنماط التوزيع المكاني للجسيمات الدقيقة من خلال تبديد ميزانية الطاقة الحركية للتدفق، بينما يمكن أن تلتقط أوراقها وجذورها والبيوفيلم السطحي الجسيمات الدقيقة أو ترتبط بها (Chen et al.، 2021). وجد كوركوران وآخرون (2020) أن الميزات الجيومورفولوجية للأنهار تساهم في تشكيل هياكل تدفق معقدة، ومعدلات تدفق متغيرة وشدة الاضطراب بسبب اختلاف انحدارات القاع، وأشكال الجداول (مثل الانحناءات والمستقيمة)، ونسب عرض القناة إلى عمقها. لذلك، غالبًا ما يظهر نقل وتوزيع الجسيمات الدقيقة خصائص مكانية تتماشى مع ديناميكية النهر، مما يؤدي إلى مستويات وفرة متغيرة من الجسيمات الدقيقة في الرواسب عند الانحناءات الداخلية/الخارجية والأقسام المستقيمة (Corcoran et al.، 2020؛ Besseling et al.، 2017؛ ماني وآخرون، 2015).

في البحيرات، يتسم التفاعل الديناميكي بين الخلط العمودي المعتمد على العمق والتصنيف الموسمي أو اليومي بشكل عميق كل من البيئة والهيدروديناميكا، مما يحكم بشكل حاسم أنماط النقل والدوران للجسيمات الدقيقة. يتم تعديل هذه الديناميات بشكل رئيسي بواسطة العوامل البيئية مثل الإشعاع الشمسي المحلي (الذي يشكل الطبقات الحرارية وتدفق الحمل)، والتعرض للرياح (الذي يعزز الخلط العمودي) وتدفق الأنهار (الذي يقدم التدفق الأفقي) (Ji، 2017؛ Augusto-Silva et al.، 2019). تؤدي مجموعة الظروف الهيدروليكية السائدة وخصائص الجسيمات الدقيقة إلى تشكيل تدرجات عمودية فريدة من الجسيمات الدقيقة، تختلف بشكل ملحوظ عن ملفات العمق الأكثر تجانسًا النموذجية للجسيمات الدقيقة النهرية.

كشفت الدراسات الميدانية الحالية عن دور شكل القناة، والموسمية، وعمق البحيرة، والتعرض للرياح في تشكيل الهيدروديناميكا وبالتالي التصنيف العمودي للجسيمات الدقيقة. على وجه التحديد، في بحيرة ميتشيغان (الولايات المتحدة)، لاحظ لينكر وآخرون (2019)، (2021) تباينًا عموديًا كبيرًا للجسيمات الدقيقة داخل قنواتها العميقة والعريضة التي تتميز بتدفقات بطيئة. وجدوا انخفاضًا حادًا في التركيز من السطح إلى القاع للجسيمات الدقيقة الأقل كثافة ( ، على سبيل المثال PP وPS)،
الألياف بشكل أساسي ( )، بينما أظهرت الجسيمات الدقيقة ذات الكثافة الأعلى ( ، على سبيل المثال النايلون وPET) تدرجًا معكوسًا، معظمها رغوي ( ). فيما يتعلق بتأثير الموسمية، أفاد إلاجامي وآخرون (2023) بتقلبات هيدروديناميكية كبيرة مدفوعة بدرجات الحرارة الموسمية تؤثر على توزيع الجسيمات الدقيقة العمودي في بحيرة غروسر برومباخسي (ألمانيا)، بعمق 11 م. في الصيف، أنشأ التصنيف الحراري عمود ماء مستقر مع تدرجات كثافة قوية، مما يحد من الاضطراب الناتج عن الرياح الذي يؤثر فقط على سطح الماء. على النقيض من ذلك، تميز الخريف بعمود ماء غير مستقر بسبب الفروق الكبيرة في درجات الحرارة بين السطح البارد والقاع الدافئ، مما يعزز الحمل العمودي المضطرب الشديد. وبالتالي، تستقر الجسيمات الدقيقة ( ) بشكل أسرع في الخريف، مع زمن إقامة يبلغ حوالي يوم واحد، مقارنة بـ 24 يومًا في الصيف.

سلط تامينغا وفيشر (2020) الضوء على مساهمة الخلط الناتج عن الرياح في تقليل التدرج العمودي لوفرة الجسيمات الدقيقة ( ) في المياه السطحية ( 7 م و 10 م ) من البحيرة العميقة ذات النمط الثنائي في سهل شمال ألمانيا. لاحظوا تباين تأثيرات الرياح، التي يمكن أن تكون ضئيلة في وجود نباتات كثيفة توفر تأثير الحماية، أو تحت تأثيرات تيارات التدفق القوية. في البحيرات الضحلة، وُجد أن تأثيرات الرياح يمكن أن تنتشر في عمود الماء بالكامل. في بحيرة أولانسوهai (الصين) بمتوسط عمق مياه يبلغ 2.5 م، وجد Y. Liu وآخرون (2022) ارتباطًا عاليًا (معاملات الارتباط تتراوح من 0.242 إلى 0.903) بين سرعة الرياح وتدفق الجسيمات الدقيقة من الألياف والقطع (القطر: ، الكثافة: )، مشيرين إلى أن سرعات الرياح العالية يمكن أن تعيد تعليق كميات كبيرة من الجسيمات الدقيقة من الرواسب بينما تسهل نقل الجسيمات الدقيقة من مدخل البحيرة إلى الداخل وإلى المخرج. تشير هذه النتائج إلى أن تأثير الرياح على توزيع الجسيمات الدقيقة العمودي يتأثر بعمق البحيرة، مما يؤثر على حركتها وتصنيفها.

تمت دراسة التوزيع الأفقي للجسيمات الدقيقة في البحيرات من قبل عدة دراسات. لاحظ هندريكسون وآخرون (2018) زيادة في وفرة الجسيمات الدقيقة (250-4000 ، بشكل رئيسي PVC) في عمود الماء من المناطق القريبة من الشاطئ إلى المياه العميقة في بحيرة سوبيريور الغربية (الولايات المتحدة)، والتي تعزى إلى الدوران السطحي الناتج عن مزيج من ضغط الرياح وتدفق الحرارة السطحية (Beletsky et al.، 1999). اكتشف إغيسا وآخرون (2020) أنماطًا متنوعة في وفرة الجسيمات الدقيقة ( ) من الشاطئ ( عناصر من الرواسب الجافة) إلى رواسب منتصف البحيرة ( عناصر ) في بحيرة فيكتوريا، أفريقيا. تم ربط هذا التباين، الذي يتميز بارتفاعات وانخفاضات في وفرة الجسيمات الدقيقة، بممارسات الصيد والنقل الأفقي لتيارات المياه. بينما كشفت الدراسات الحالية عن أنماط توزيع الجسيمات الدقيقة، مع التركيز فقط على الخصائص الفيزيائية للجسيمات الدقيقة، فإن المعلومات المتاحة حول العوامل الأساسية التي تحكم النقل الطولي للجسيمات الدقيقة في البحيرات وأنظمة المياه العذبة البطيئة الحركة محدودة. تم معالجة هذه الفجوة المعرفية جزئيًا من قبل فيشر وآخرون (2016)، الذين بحثوا في التأثير المشترك للرياح السائدة على المدى الطويل والقصير، مما تسبب في إزاحة الجسيمات الدقيقة في بحيرة بولسينا وبحيرة تشيوسي (إيطاليا). لقد ربطوا بين تكوين الرياح القصيرة الأجل الناتجة عن ظروف الإشعاع اليومية، مع تكوين الرياح المتجهة نحو اليابسة التي توجه نقل الجسيمات الدقيقة خلال الإشعاع اليومي القائم على اليابسة، والرياح العكسية التي تنقل الجسيمات الدقيقة خلال انخفاض الإشعاع عند الفجر. أثبتت هذه النتائج بشكل أساسي تأثير الاضطراب السطحي الناتج عن الرياح وتيارات المياه على النقل الأفقي والعمودي للجسيمات الدقيقة في البحيرات، مما يبرز التفاعل الديناميكي بين الظروف البيئية والعوامل البشرية على النقل المكاني والزماني للجسيمات الدقيقة.

ومع ذلك، لا تزال هناك فجوات معرفية كبيرة في قياس العمليات الهيدروديناميكية الأساسية للبحيرات مع ديناميات الجسيمات الدقيقة. غالبًا ما تعتمد التحليلات الحالية لتوزيع الجسيمات الدقيقة على افتراضات حول العمليات الهيدرولوجية المذكورة في الدراسات السابقة، لكنها تتجاهل الظروف الهيدروليكية الزمنية والمكانية الفريدة المحددة لكل بحيرة. على سبيل المثال، تؤثر أحداث الرياح بشكل متنوع على البحيرات الضحلة والعميقة، متأثرة بالتفاعلات بين عمق الخلط وتضاريس قاع البحيرة. وبالمثل، تؤثر أحداث الهطول والمياه الجارية المرتبطة بها على البحيرات الضحلة والعميقة بشكل مختلف بسبب اختلاف أوقات إقامة المياه. لذلك، هناك حاجة إلى دراسات ميدانية مستقبلية لت
نموذج الخصائص البيئية، مثل أنماط التدفق، والتعرض للرياح، والهطول، والتدفق من الأنهار والجداول المجاورة، وخصائص البحيرة، وخصائص الرواسب على سلوك الجسيمات الدقيقة الديناميكي في البحيرات. سيكون هذا النهج متوافقًا مع النظريات الحالية المطبقة على دراسة أنظمة الأنهار، مما يعزز فهمنا لديناميات نقل الجسيمات الدقيقة ومصيرها في أنظمة المياه العذبة في البحيرات.

تعتبر الدراسات المخبرية حاسمة لتحديد وقياس الآليات الأساسية التي تحكم عمليات النقل الديناميكي للجسيمات الدقيقة. ومع ذلك، فإن عدم قدرتها الجوهرية على التقاط تعقيدات البيئة الطبيعية المتفاعلة بالكامل يحد من قابلية تطبيق النماذج المستمدة من المختبر والعلاقات التجريبية المستندة إلى تجارب عامل واحد معزولة على السيناريوهات الواقعية. تفشل تجارب استقرار الجسيمات الدقيقة التقليدية في أعمدة المياه الساكنة في أخذ القوى الهيدروديناميكية الناتجة عن الاضطراب في الاعتبار، مما يبرز الحاجة إلى البحث في استقرار الجسيمات الدقيقة تحت تدفقات أكثر تعقيدًا في قنوات المختبر. سيسهل ذلك فهمًا معززًا للتدفق أحادي الاتجاه والخلط العمودي المرتبط به في الأنهار والبحيرات، مما يوفر رؤى أكثر واقعية حول مسارات غرق الجسيمات الدقيقة عبر أنظمة التدفق الطبيعية. تركز المعرفة الحالية حول تجميع الجسيمات الدقيقة بشكل أساسي على التجميع المتجانس للجسيمات الدقيقة الكروية عند تركيزات عالية (على سبيل المثال، (شمس وآخرون، 2020). هناك حاجة إلى مزيد من البحث لفهم التجميع غير المتجانس بين الجسيمات الدقيقة ذات الأشكال المتنوعة (خاصة الألياف والقطع) والمخاليط المعقدة من مكونات المياه الطبيعية (مثل NOM وSS والإلكتروليتات). إن اعتماد تركيزات واقعية للجسيمات الدقيقة (مثل 12 عنصر/لتر (فولستيش وآخرون، 2022)) أمر حاسم لتقييم ديناميات تفاعلها بدقة مع مكونات المياه الأخرى (مثل الامتصاص التنافسي بين NOM والمعادن الثقيلة)، وبالتالي إعادة إنتاج وتحليل تجميع الجسيمات الدقيقة بشكل واقعي، كما يحدث في البيئة الطبيعية. علاوة على ذلك، تحتاج تداعيات التجوية، بما في ذلك الإشعاع فوق البنفسجي والتآكل الميكانيكي على خصائص الجسيمات الدقيقة (مثل الكارهية للماء والحجم)، وتأثيراتها على ديناميات الاستقرار والتجميع إلى مزيد من التحقيق.

لقد كانت الأبحاث حول احتباس الجسيمات الدقيقة وإعادة التعليق محدودة إلى حد كبير على قيعان الرواسب الموحدة وظروف التدفق المقيدة. فهم دور NOM والأغشية الحيوية في تعديل قوى الالتصاق والنبذ بين الجسيمات الدقيقة وجزيئات الرواسب، خاصة تحت ظروف إجهاد السائل المتغيرة، هو مجال حاسم آخر للبحث المستقبلي. يمكن استخدام تقنية التصوير الفلوري (مثل بوس وآخرون، 2021) لتتبع حركة الجسيمات الدقيقة بشكل مرن على أسطح الرواسب، مع الأخذ في الاعتبار تأثيرات الطبقات المحمية وتدفق المياه الجوفية، مما يسد الفجوة بين الظروف المعملية والبيئات الطبيعية.

تتمثل إحدى القيود الرئيسية في فهمنا الحالي لديناميات الجسيمات الدقيقة في البحث المحدود حول التفاعل المعقد بين العوامل البيئية وسلوك الجسيمات الدقيقة. أظهرت الدراسات السابقة أن الخصائص الفيزيائية الكيميائية للجسيمات الدقيقة في البيئات المائية، بما في ذلك الكثافة والشكل والشحنة السطحية والكارهية للماء، تتطور بسبب التفاعلات مع المواد المحيطة أو الكائنات الدقيقة (فان وآخرون، 2017)، مما يؤثر بشكل كبير على ديناميات الجسيمات الدقيقة. ومع ذلك، اعتمدت معظم الدراسات المنشورة على تحليل خصائص الجسيمات الدقيقة في عينات ميدانية دون ارتباطات تفصيلية مع المعلمات البيئية المحلية المتعلقة بالهيدروديناميكا، والتغيرات الطبوغرافية، والأنشطة البشرية. لمعالجة هذه الفجوة المعرفية، تعتبر الدراسات الميدانية قصيرة وطويلة الأجل ضرورية. يمكن أن تكشف الدراسات قصيرة الأجل التي تقيم وفرة الجسيمات الدقيقة قبل وبعد الأحداث القصوى (مثل العواصف) عن التأثيرات الفورية للعوامل الهيدرولوجية على ديناميات نقل الجسيمات الدقيقة ومصيرها. يمكن أن توضح الدراسات طويلة الأجل، التي تتراوح من مواسم إلى سنوات، التأثيرات الموسمية للرياح السائدة، والإشعاع، والهطول
على أنماط التدفق التي تحرك توزيعات الجسيمات الدقيقة. علاوة على ذلك، فإن فحص كيفية تأثير التغيرات الهيدروديناميكية على ديناميات الجسيمات الدقيقة، خاصة من خلال التأثير على مستويات NOM وSS، وبالتالي التحكم في التلوث البيولوجي والتجوية، هو فجوة معرفية أخرى حاسمة. على الرغم من أن تتبع ديناميات الجسيمات الدقيقة عبر النظام المائي يمثل تحديًا، فإن اعتماد إعدادات الميسوكوزم المماثلة لـ (هارلي وآخرون، 2018) للملاحظات في الموقع يمكن أن يوفر معلومات شاملة حول العمليات المعقدة للتجوية وتأثيرات ديناميات السوائل على سلوك الجسيمات الدقيقة، مما يعوض عن القيود الجوهرية للبيانات المستندة إلى المختبر الحالية.

تتأثر مصير الجسيمات الدقيقة في البيئة الطبيعية بمزيج من سلوكيات ديناميكية متنوعة. ومع ذلك، فإن التحقيقات الشاملة في المختبر التي تشمل جميع العمليات الديناميكية المتعلقة بالجسيمات الدقيقة نادرة. هذه القيود تعيق الفهم التفصيلي للتفاعلات وقياس المساهمات الفردية لهذه السلوكيات الديناميكية على مصير الجسيمات الدقيقة في البيئة. لسد هذه الفجوة، من الضروري دمج دراسات المختبر لسلوكيات الجسيمات الدقيقة الديناميكية المعزولة للنظر في دورة حياة الجسيمات الدقيقة بالكامل (أي الاستقرار، التجميع، الاحتفاظ، وإعادة التعليق) تحت مجموعة واسعة من ظروف التدفق. يجب أن تركز هذه الدراسات بشكل خاص على المجالات الأقل استكشافًا لتفتيت الجسيمات الدقيقة وإعادة تجميعها تحت ظروف هيدروليكية مختلفة. علاوة على ذلك، لاحظت عدة دراسات دور التجميع في تسريع معدلات استقرار الجسيمات الدقيقة (Chen et al., 2019; Gilfedder et al., 2023; Mendrik et al., 2023) وتعزيز تآلفها مع حبيبات الرواسب (Van Melkebeke et al., 2020; L. Zhang et al., 2020). ومع ذلك، باستثناء العمل الذي قام به Van Melkebeke et al. (2020)، الذي قام بتحديد العلاقة بين سمك الأغشية الحيوية ومعدل استقرار الجسيمات الدقيقة، فإن الدراسات المحدودة قد نمذجة تأثيرات التجميع من خلال ربط التغيرات في حجم الجسيمات الدقيقة أو كثافتها بمعدلات استقرارها. بالإضافة إلى ذلك، تظل المعلومات الكمية حول كيفية تأثير التغيرات الفيزيائية والكيميائية (مثل الكثافة الهيكلية، والخصائص الكارهة للماء) على تفاعلات الجسيمات الدقيقة مع جزيئات الرواسب وحركتها في القاع تحت ضغوط القص المختلفة نادرة. إن اعتماد أساليب نمذجة متكاملة تهدف إلى تحديد وقياس العمليات التفاعلية المعقدة المتعددة الأوجه التي تحكم ديناميات الجسيمات الدقيقة أمر حاسم لتوفير فهم أعمق لمصيرها البيئي.

بالتوازي مع التجارب الفيزيائية، يمكن أن تقدم النمذجة العددية أيضًا إمكانيات كبيرة في التقاط تعقيدات سلوكيات نقل الجسيمات الدقيقة، عادةً من خلال دمج نماذج الديناميكا المائية ونماذج العمليات الحركية (فيما يتعلق بالاستقرار والتجمع) مع طريقة تتبع الجسيمات لاغرانج للتنبؤ بتوزيع الجسيمات الدقيقة. ومع ذلك، في غياب بيانات تجريبية كافية لتحديد معلمات النماذج الحركية والتحقق منها (مثل معدل التجمع، ومعدل نمو الأغشية الحيوية)، ركزت النماذج الحالية بشكل أساسي على تأثيرات العوامل الديناميكية المائية (مثل أنماط التدفق والديناميكا المائية)، وغالبًا ما تستخدم عوامل بيئية بسيطة (مثل تجاهل كيمياء المحلول والتآكل) وتغفل التغيرات في الخصائص الفيزيائية والكيميائية للجسيمات الدقيقة أثناء عملية النقل. تقتصر الغالبية العظمى من دراسات المحاكاة العددية الحالية على الجسيمات الدقيقة الكروية ذات الخصائص الثابتة وتستبعد تفاعلاتها مع المواد الصلبة المعلقة أو المواد العضوية الطبيعية، مما يؤدي إلى تقديرات مفرطة محتملة لتركيزات الجسيمات الدقيقة في الفضاء. للتغلب على القيود الحالية في أدوات النمذجة الشاملة، نقترح استراتيجية تآزرية تدمج تجارب مختبرية مفصلة مع نمذجة عددية متعددة الفيزياء متطورة، مدعومة ببيانات تجريبية قوية. تحمل هذه المقاربة إمكانيات لتعزيز فهمنا لديناميات الجسيمات الدقيقة في الأنظمة المائية وتحسين التنبؤات بمصيرها البيئي.

السلوك الديناميكي للميكروبلاستيك يؤثر بشكل كبير على عمليات نقلها ومصيرها في بيئات معقدة ومتفاعلة.
أنظمة المياه العذبة. أجرت هذه الدراسة تحليلًا نقديًا للدراسات الحالية الرائدة حول السلوكيات الديناميكية للجزيئات الدقيقة، بما في ذلك الترسيب، والتجمع، والاحتجاز، وإعادة التعليق، التي تؤثر على نقلها ومصيرها في أنظمة المياه العذبة. من خلال دمج النتائج التجريبية والرؤى النظرية، تم تقديم تحليل شامل للتفاعلات المعقدة بين خصائص الجزيئات الدقيقة والظروف البيئية، مع التأكيد على تعقيد ديناميات الجزيئات الدقيقة ومصيرها في البيئات المائية العذبة. لا توضح نتائجنا فقط الآليات الأساسية الرئيسية التي تحكم السلوك الديناميكي للجزيئات الدقيقة، ولكنها تحدد أيضًا الفجوات البحثية الرئيسية في فهم عمليات نقل الجزيئات الدقيقة ومصيرها البيئي، مما يسهل الإدارة البيئية القوية وتقييم المخاطر البيئية.

فهم الآليات الأساسية التي تحكم سلوك الجسيمات الدقيقة الديناميكي أمر مهم. ومع ذلك، حتى الآن، لا تُفهم التفاعلات بين هذه الآليات والظروف البيئية بشكل جيد. تعتمد تحليلاتنا حول ديناميات الجسيمات الدقيقة في الأنظمة المائية العذبة بشكل أساسي على دراسات مختبرية تركز على قياس آليات العوامل الفردية المعزولة دون أخذ تعقيدات الظروف البيئية المتفاعلة الحقيقية في الاعتبار (القسم 3). ويرجع ذلك جزئيًا إلى التحديات المرتبطة بتتبع الجسيمات الدقيقة في البيئات الطبيعية والقيود المتعلقة بالأدوات. تظل ملاءمة وموثوقية العلاقات والنماذج التجريبية المستمدة من المختبر للأنظمة المائية العذبة الحقيقية غير مؤكدة.

المعلومات التجريبية التي تم مراجعتها من الدراسات الميدانية (القسم 4) تعتمد بشكل أساسي على تحليل عينات المياه والرواسب لاستنتاج سلوك الجسيمات الدقيقة وخصائص النقل. تعالج هذه الطرق عمليات النقل كـ ‘صندوق أسود’، وبالتالي تفتقر إلى معلومات مفصلة حول التوزيع المكاني والزماني للجسيمات الدقيقة والتفاعل مع نظام التدفق المحيط. علاوة على ذلك، بينما تركز المراجعة الحالية بشكل أساسي على أنظمة الأنهار والبحيرات، تظل المعلومات التفصيلية حول دور العمليات الهيدروديناميكية المعقدة في المصبات والأراضي الرطبة على ديناميات الجسيمات الدقيقة نادرة. تتميز هذه المناطق الوسيطة بين الأنهار والمحيطات بتغيرات ملحوظة في الملوحة على المستويين المكاني والزماني، وأنظمة نقل الرواسب السريعة، والفيضانات الدورية، التي يمكن أن تؤثر بشكل عميق على ديناميات الجسيمات الدقيقة ومصيرها.

على الرغم من القيود في الدراسات الحالية، تكشف النتائج الرئيسية أن سلوك الجسيمات الدقيقة في الظروف الهادئة يتحدد بشكل أساسي من خلال حجمها وكثافتها، حيث تستقر الجسيمات الدقيقة الأكبر والأكثر كثافة بشكل أسرع مع معدلات احتفاظ أعلى. تلعب الشكل دورًا حاسمًا للجسيمات الدقيقة ذات الأقطار غير البعدية التي تتجاوز (خاتمولينا وإيساتشينكو، 2017). تم العثور على أن التلوث البيولوجي، المدفوع بتعبيرات الجينات المحددة للبلمرات (W. Li وآخرون، 2019) والعوامل البيئية مثل الضوء (كايسر وآخرون، 2017) ومستويات المغذيات (Li وآخرون، 2018)، يغير بشكل ملحوظ الخصائص الفيزيائية والكيميائية للجزيئات الدقيقة، مما يعدل سلوكها التجميعي وعملية الاستقرار والاحتفاظ اللاحقة. إن وجود الأيونات والمواد العضوية الطبيعية يعزز أيضًا التجميع والترسيب من خلال زيادة ألفة الجزيئات الدقيقة للمواد الصلبة المعلقة والرواسب القاعية (Li وآخرون، 2018؛ شمس وآخرون، 2020). ومع ذلك، فإن معظم رؤانا حول سلوك الجزيئات الدقيقة مستمدة من دراسات مختبرية، والتي قد لا تأخذ في الاعتبار تمامًا تأثير الديناميات الهيدروليكية المعقدة الموجودة في البيئات الطبيعية.

تقدم الدراسات الميدانية المتاحة، على الرغم من أنها توفر لمحات قيمة عن توزيع وتراكم الجسيمات الدقيقة، تبسيطًا للآليات المعقدة للنقل المدفوعة بالظروف الهيدروديناميكية (مثل التدفق الأفقي (خالد وآخرون، 2021) والخلط العمودي (تامينغا وفيشر، 2020))، والعوامل الهيدرولوجية (مثل الرياح السائدة (براون وآخرون، 2010) وهطول الأمطار الدوري (إيو وآخرون، 2019))، والعمليات النهرية (مثل الترسيب، والحفر، وإعادة التحريك (ف. وو وآخرون، 2020)). خصوصًا في الأنهار، يمكن أن تخلق الاضطرابات الشديدة والهيدرولوجيا الموسمية توزيعًا موحدًا لوفرة الجسيمات الدقيقة العمودية (خالد وآخرون، 2021)، مما يتناقض مع الملف الأكثر تباينًا للجسيمات الدقيقة في البحيرات التي تتميز بالتراصف الصيفي والتقلب الخريفي (إلاغامي وآخرون، 2023). لذلك، فإن الدراسات الميدانية التي تتضمن ملاحظات في الموقع لسلوكيات الجسيمات الدقيقة الديناميكية عبر ظروف بيئية متنوعة ضرورية لسد الفجوة بين ظروف المختبر والبيئات الطبيعية المعقدة. تقنيات تتبع الجسيمات المحسنة و
التقدم المنهجي ضروري لفك ‘الصندوق الأسود’ لنقل الجسيمات الدقيقة، مما يسهل فهمًا شاملاً لكيفية نقل الجسيمات الدقيقة وتفاعلها تحت مجموعة متنوعة من العوامل الهيدرولوجية والهيدروديناميكية والبيئية.

مصير الجسيمات الدقيقة في البيئة هو تحدٍ متعدد الأبعاد، يتشكل من خصائص الجسيمات الدقيقة الذاتية والديناميات المتطورة للأنظمة البيئية للمياه العذبة. يجب أن تدمج الدراسات المستقبلية المراقبة البيئية الشاملة مع نماذج تحليلية ورقمية قوية، مما يعزز الفهم الشامل لسلوك الجسيمات الدقيقة الديناميكي ومصيرها البيئي داخل أنظمة المياه العذبة. يحمل هذا النهج القدرة على تعزيز فهمنا للتأثيرات البيئية للجسيمات الدقيقة وأيضًا لإبلاغ استراتيجيات التخفيف والإدارة المستهدفة في المعركة المستمرة ضد تلوث البلاستيك.

مينغكي قوه: الكتابة – المسودة الأصلية، التحقيق، التحليل الرسمي، تنسيق البيانات. روح الله نوري: الكتابة – المراجعة والتحرير، الإشراف، المنهجية، التحقيق. سروش أبولفاتي: الكتابة – المراجعة والتحرير، الكتابة – المسودة الأصلية، الإشراف، المنهجية، التحقيق، الحصول على التمويل، التصور.

يعلن المؤلفون عن المصالح المالية/العلاقات الشخصية التالية التي يمكن اعتبارها مصالح متنافسة محتملة:

يبلغ سروش أبولفاتي أن الدعم قد تم تقديمه من قبل جامعة ووريك. إذا كان هناك مؤلفون آخرون، فإنهم يعلنون أنه ليس لديهم مصالح مالية متنافسة معروفة أو علاقات شخصية قد تؤثر على العمل المبلغ عنه في هذه الورقة.

ستكون البيانات متاحة عند الطلب.

تم دعم هذا العمل من قبل برنامج التصنيع المستدام وتلوث البيئة (SMEP) الممول بمساعدات من الحكومة البريطانية من مكتب الشؤون الخارجية والكومنولث والتنمية (FCDO) (رقم مرجع IATI GB-GOV-1-30012). مينغكي قوه يشكر الدعم المالي من مجلس المنح الدراسية الصيني.

يمكن العثور على المواد التكميلية المرتبطة بهذه المقالة، في النسخة الإلكترونية، على doi:10.1016/j.resconrec.2024.107578.

Afrooz, A.R.M.N., Sivalapalan, S.T., Murphy, C.J., Hussain, S.M., Schlager, J.J., Saleh, N. B., 2013. Spheres vs. rods: the shape of gold nanoparticles influences aggregation and deposition behavior. Chemosphere 91 (1), 93-98. https://doi.org/10.1016/j. chemosphere.2012.11.031.
Alimi, O.S., Farner Budarz, J., Hernandez, L.M., Tufenkji, N., 2018. Microplastics and nanoplastics in aquatic environments: aggregation, deposition, and enhanced contaminant transport. Environ. Sci. Technol. 52 (4), 1704-1724. https://doi.org/ 10.1021/acs.est.7b05559.

Artham, T., Sudhakar, M., Venkatesan, R., Nair, C.M., Murty, K.V.G.K., Doble, M., 2009. Biofouling and stability of synthetic polymers in sea water. Int. Biodeterior. Biodegrad. 63 (7), 884-890. https://doi.org/10.1016/j.ibiod.2009.03.003.
Augusto-Silva, P.B., MacIntyre, S., de Moraes Rudorff, C., Cortés, A., Melack, J.M., 2019. Stratification and mixing in large floodplain lakes along the lower Amazon River. J. Great Lakes Res. 45 (1), 61-72. https://doi.org/10.1016/j.jglr.2018.11.001.

Baldwin, A.K., Corsi, S.R., Mason, S.A., 2016. Plastic Debris in 29 great lakes tributaries: relations to watershed attributes and hydrology. Environ. Sci. Technol. 50 (19), 10377-10385. https://doi.org/10.1021/acs.est.6b02917.
Ballent, A., Corcoran, P.L., Madden, O., Helm, P.A., Longstaffe, F.J., 2016. Sources and sinks of microplastics in Canadian Lake Ontario nearshore, tributary and beach
sediments. Mar. Pollut. Bull. 110 (1), 383-395. https://doi.org/10.1016/j. marpolbul.2016.06.037.
Ballent, A., Pando, S., Purser, A., Juliano, M.F., Thomsen, L., 2013. Modelled transport of benthic marine microplastic pollution in the Nazaré Canyon. Biogeosciences 10 (12), 7957-7970.
Ballent, A., Purser, A., de Jesus Mendes, P., Pando, S., Thomsen, L., 2012. Physical transport properties of marine microplastic pollution. Biogeosciences Discuss. 9 (12), 18755-18798. https://doi.org/10.5194/bgd-9-18755-2012.
Barnes, D.K.A., Milner, P., 2005. Drifting plastic and its consequences for sessile organism dispersal in the Atlantic Ocean. Mar. Biol. 146 (4), 815-825. https://doi. org/10.1007/s00227-004-1474-8.
Beletsky, D., Saylor, J.H., Schwab, D.J., 1999. Mean circulation in the Great Lakes. J. Great Lakes Res. 25 (1), 78-93. https://doi.org/10.1016/S0380-1330(99)707185.

Besseling, E.K.A., Quik, J.T., Sun, M., 2017. Fate of nano and microplastic in freshwater systems: a modeling study. Environ. Pollut. 220, 540-548. https://doi.org/10.1016/ j.envpol.2016.10.001.

Bhattacharjee, S., Chen, J.Y., Elimelech, M., 2000. DLVO interaction energy between spheroidal particles and a flat surface. Colloids Surf. A Physicochem. Eng. Asp. 165 (1-3), 143-156. https://doi.org/10.1016/S0927-7757(99)00448-3.
Bissell, M.J., Barcellos-Hoff, M.H., 1987. The influence of extracellular matrix on gene expression: is structure the message? J. Cell Sci. 343 (SUPPL. 8), 327-343. https:// doi.org/10.1242/jcs.1987.supplement_8.18.
Boos, J.P., Gilfedder, B.S., Frei, S., 2021. Tracking microplastics across the streambed interface: using laser-induced-fluorescence to quantitatively analyze microplastic transport in an experimental flume. Water Resour. Res. 57 (12), 1-10. https://doi. org/10.1029/2021WR031064.
Browne, M.A., Galloway, T.S., Thompson, R.C., 2010. Spatial patterns of plastic debris along estuarine shorelines. Environ. Sci. Technol. 44 (9), 3404-3409. https://doi. org/10.1021/es903784e.
Buffle, I., Leppard, G.G., 1995. Characterization of aquatic colloids and macromolecules. 1. Structure and behavior of colloidal material. Environ. Sci. Technol. 29 (9), 2169-2175. https://doi.org/10.1021/es00009a004.
Butt, H.J., Jaschke, M., Ducker, W., 1995. Measuring surface forces in aqueous electrolyte solution with the atomic force microscope. Bioelectrochem. Bioenerg. 38 (1), 191-201. https://doi.org/10.1016/0302-4598(95)01800-T.

Cable, R.N., Beletsky, D., Beletsky, R., Wigginton, K., Locke, B.W., Duhaime, M.B., 2017. Distribution and modeled transport of plastic pollution in the Great Lakes, the world’s largest freshwater resource. Front. Environ. Sci. 5 (JUL) https://doi.org/ 10.3389/fenvs.2017.00045.

Cai, L., Hu, L., Shi, H., Ye, J., Zhang, Y., Kim, H., 2018. Effects of inorganic ions and natural organic matter on the aggregation of nanoplastics. Chemosphere 197, 142-151. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2018.01.052.
Campanale, C., et al., 2020. Microplastics and their possible sources: the example of Ofanto river in southeast Italy. Environ. Pollut. 258, 113284 https://doi.org/ 10.1016/j.envpol.2019.113284.

Carpenter, E.J., Anderson, S.J., Harvey, G.R., Miklas, H.P., Peck, B.B., 1972. Polystyrene spherules in coastal waters. Science (80-.) 178 (4062), 749-750.
Carpenter, E.J., Smith, K.L., 1972. Plastics on the Sargasso sea surface. Science (80-.) 175 (4027), 1240-1241. https://doi.org/10.1126/science.175.4027.1240.

Chen, X., Xiong, X., Jiang, X., Shi, H., Wu, C., 2019. Sinking of floating plastic debris caused by biofilm development in a freshwater lake. Chemosphere 222, 856-864. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2019.02.015.
Chen, Y., et al., 2021. Transport and fate of microplastics in constructed wetlands: a microcosm study. J. Hazard. Mater. 415 (March), 125615 https://doi.org/10.1016/ j.jhazmat.2021.125615.

Choi, C.E., Zhang, J., Liang, Z., 2022. Towards realistic predictions of microplastic fiber transport in aquatic environments: secondary motions. Water Res. 218 (April), 118476 https://doi.org/10.1016/j.watres.2022.118476.
Chowdhury, I., Mansukhani, N.D., Guiney, L.M., Hersam, M.C., Bouchard, D., 2015. Aggregation and stability of reduced graphene oxide: complex roles of divalent cations, pH, and natural organic matter. Environ. Sci. Technol. 49 (18), 10886-10893. https://doi.org/10.1021/acs.est.5b01866. Sep.
Chubarenko, I., Bagaev, A., Zobkov, M., Esiukova, E., 2016. On some physical and dynamical properties of microplastic particles in marine environment. Mar. Pollut. Bull. 108 (1-2), 105-112. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2016.04.048.
Chubarenko, I., Efimova, I., Bagaeva, M., Bagaev, A., Isachenko, I., 2020. On mechanical fragmentation of single-use plastics in the sea swash zone with different types of bottom sediments: insights from laboratory experiments. Mar. Pollut. Bull. 150 (November 2019) https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2019.110726.
Cole, M., Lindeque, P., Halsband, C., Galloway, T.S., 2011. Microplastics as contaminants in the marine environment: a review. Mar. Pollut. Bull. 62 (12), 2588-2597. https:// doi.org/10.1016/j.marpolbul.2011.09.025.
Corcoran, P.L., Belontz, S.L., Ryan, K., Walzak, M.J., 2020. Factors controlling the distribution of microplastic particles in benthic sediment of the Thames River, Canada. Environ. Sci. Technol. 54 (2), 818-825. https://doi.org/10.1021/acs. est.9b04896.
Corcoran, P.L., Norris, T., Ceccanese, T., Walzak, M.J., Helm, P.A., Marvin, C.H., 2015. Hidden plastics of Lake Ontario, Canada and their potential preservation in the sediment record. Environ. Pollut. 204, 17-25. https://doi.org/10.1016/j. envpol.2015.04.009.
Cunha, C., Faria, M., Nogueira, N., Ferreira, A., Cordeiro, N., 2019. Marine vs freshwater microalgae exopolymers as biosolutions to microplastics pollution. Environ. Pollut. 249, 372-380. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.03.046.
Cunha, C., Silva, L., Paulo, J., Faria, M., Nogueira, N., Cordeiro, N., 2020. Microalgalbased biopolymer for nano- and microplastic removal: a possible biosolution for
wastewater treatment. Environ. Pollut. 263 https://doi.org/10.1016/j. envpol.2020.114385.
Daily, J., Hoffman, M.J., 2020. Modeling the three-dimensional transport and distribution of multiple microplastic polymer types in Lake Erie. Mar. Pollut. Bull. 154 (January) https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2020.111024.
Daily, J., Onink, V., Jongedijk, C.E., Laufkötter, C., Hoffman, M.J., 2021. Incorporating terrain specific beaching within a lagrangian transport plastics model for Lake Erie. Microplast. Nanoplast. 1 (1), 1-13. https://doi.org/10.1186/s43591-021-00019-7.
de Carvalho, A.R., et al., 2021. Urbanization and hydrological conditions drive the spatial and temporal variability of microplastic pollution in the Garonne River. Sci. Total Environ. 769 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.144479.
De Leo, A., Cutroneo, L., Sous, D., Stocchino, A., 2021. Settling velocity of microplastics exposed to wave action. J. Mar. Sci. Eng. 9 (2), 1-16. https://doi.org/10.3390/ jmse9020142.
Demiral, D., Albayrak, I., Turowski, J.M., Boes, R.M., 2022. Particle saltation trajectories in supercritical open channel flows: Roughness effect. Earth Surf. Process. Landf. 47 (15), 3588-3610. https://doi.org/10.1002/esp.5475.

Dickson, J.S., Koohmaraie, M., 1989. Cell surface charge characteristics and their relationship to bacterial attachment to meat surfaces. Appl. Environ. Microbiol. 55 (4), 832-836. https://doi.org/10.1128/aem.55.4.832-836.1989.

Dietrich, W.E., 1982. Settling velocity of natural particles. Water Resour. Res. 18 (6), 1615-1626. https://doi.org/10.1029/WR018i006p01615.
Dong, Z., Qiu, Y., Zhang, W., Yang, Z., Wei, L., 2018. Size-dependent transport and retention of micron-sized plastic spheres in natural sand saturated with seawater. Water Res 143, 518-526. https://doi.org/10.1016/j.watres.2018.07.007.
Drago, C., Pawlak, J., Weithoff, G., 2020. Biogenic aggregation of small microplastics alters their ingestion by a common freshwater micro-invertebrate. Front. Environ. Sci. 8 (December) https://doi.org/10.3389/fenvs.2020.574274.
Dris, R., Gasperi, J., Rocher, V., Tassin, B., 2018. Synthetic and non-synthetic anthropogenic fibers in a river under the impact of Paris Megacity: sampling methodological aspects and flux estimations. Sci. Total Environ. 618, 157-164. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.11.009.
Drummond, J.D., Nel, H.A., Packman, A.I., Krause, S., 2020. Significance of hyporheic exchange for predicting microplastic fate in rivers. Environ. Sci. Technol. Lett. 7 (10), 727-732. https://doi.org/10.1021/acs.estlett.0c00595.

Drummond, J.D., Schneidewind, U., Li, A., Hoellein, T.J., Krause, S., Packman, A.I., 2022. Microplastic accumulation in riverbed sediment via hyporheic exchange from headwaters to mainstems. Sci. Adv. 8 (2), eabi9305. https://doi.org/10.1126/ sciadv.abi9305.
Duan, J., et al., 2021. Weathering of microplastics and interaction with other coexisting constituents in terrestrial and aquatic environments. Water Res., 117011
Eerkes-Medrano, D., Thompson, R.C., Aldridge, D.C., 2015. Microplastics in freshwater systems: a review of the emerging threats, identification of knowledge gaps and prioritisation of research needs. Water Res. 75, 63-82. https://doi.org/10.1016/j. watres.2015.02.012.
Egessa, R., Nankabirwa, A., Basooma, R., Nabwire, R., 2020. Occurrence, distribution and size relationships of plastic debris along shores and sediment of northern Lake Victoria. Environ. Pollut. 257, 113442 https://doi.org/10.1016/j. envpol.2019.113442.
Elagami, H., et al., 2022. Measurement of microplastic settling velocities and implications for residence times in thermally stratified lakes. Limnol. Oceanogr. 934-945. https://doi.org/10.1002/lno.12046. Agarwal 2020.
Elagami, H., Frei, S., Boos, J.P., Trommer, G., Gilfedder, B.S., 2023. Quantifying microplastic residence times in lakes using mesocosm experiments and transport modelling. Water Res. 229 (November 2022), 119463 https://doi.org/10.1016/j. watres.2022.119463.
Enfrin, M., Lee, J., Gibert, Y., Basheer, F., Kong, L., Dumée, L.F., 2020. Release of hazardous nanoplastic contaminants due to microplastics fragmentation under shear stress forces. J. Hazard. Mater. 384 (September 2019), 121393 https://doi.org/ 10.1016/j.jhazmat.2019.121393.

Eo, S., Hong, S.H., Song, Y.K., Han, G.M., Shim, W.J., 2019. Spatiotemporal distribution and annual load of microplastics in the Nakdong River, South Korea. Water Res. 160, 228-237. https://doi.org/10.1016/j.watres.2019.05.053.
Farizan, A., Yaghoubi, S., Firoozabadi, B., Afshin, H., 2019. Effect of an obstacle on the depositional behaviour of turbidity currents. J. Hydraul. Res. 57 (1), 75-89. https:// doi.org/10.1080/00221686.2018.1459891.
Faulstich, L., Prume, J.A., Arendt, R., Reinhardt-Imjela, C., Chifflard, P., Schulte, A., 2022. Microplastics in Namibian river sediments – a first evaluation. Microplastics and Nanoplastics 2 (1), 1-17. https://doi.org/10.1186/s43591-022-00043-1.
Fauser, P., Vorkamp, K., Strand, J., 2021. Residual additives in marine microplastics and their risk assessment – a critical review. Mar. Pollut. Bull. 177, 113467 https://doi. org/10.1016/j.marpolbul.2022.113467. October2022.
Fazey, F.M.C., Ryan, P.G., 2016. Biofouling on buoyant marine plastics: an experimental study into the effect of size on surface longevity. Environ. Pollut. 210, 354-360. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2016.01.026.
Ferdowsi, B., Ortiz, C.P., Houssais, M., Jerolmack, D.J., 2017. River-bed armouring as a granular segregation phenomenon. Nat. Commun. 8 (1) https://doi.org/10.1038/ s41467-017-01681-3.
Fischer, E.K., Paglialonga, L., Czech, E., Tamminga, M., 2016. Microplastic pollution in lakes and lake shoreline sediments – a case study on Lake Bolsena and Lake Chiusi (central Italy. Environ. Pollut. 213, 648-657. https://doi.org/10.1016/j. envpol.2016.03.012.
Flemming, H.C., Wingender, J., 2010. The biofilm matrix. Nat. Rev. Microbiol. 8 (9), 623-633. https://doi.org/10.1038/nrmicro2415.

Fries, J.S., Taghon, G.L., 2010. Particle fluxes into permeable sediments: comparison of mechanisms mediating deposition. J. Hydraul. Eng. 136 (4), 214-221. https://doi. org/10.1061/(asce)hy.1943-7900.0000169.
Gao, L., Su, Y., Yang, L., Li, J., Bao, R., Peng, L., 2022. Sorption behaviors of petroleum on micro-sized polyethylene aging for different time in seawater. Sci. Total Environ. 808, 152070 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.152070.
Gerolin, C.R., Pupim, F.N., Sawakuchi, A.O., Grohmann, C.H., Labuto, G., Semensatto, D., 2020. Microplastics in sediments from Amazon rivers, Brazil. Sci. Total Environ. 749, 141604 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.141604.
Gholizadeh, M., Cera, A., 2022. Microplastic contamination in the sediments of Qarasu estuary in Gorgan Bay, south-east of Caspian Sea, Iran. Sci. Total Environ. 838 (February), 155913 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.155913.
Gilfedder, B.S., et al., 2023. Filter feeders are key to small microplastic residence times in stratified lakes: a virtual experiment. Sci. Total Environ. 890 (May), 164293 https:// doi.org/10.1016/j.scitotenv.2023.164293.
Goodarzi, D., Mohammadian, A., Pearson, J., Abolfathi, S., 2022. Numerical modelling of hydraulic efficiency and pollution transport in waste stabilization ponds. Ecol. Eng. 182 (June 2021), 106702 https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2022.106702.
He, B., Goonetilleke, A., Ayoko, G.A., Rintoul, L., 2020a. Abundance, distribution patterns, and identification of microplastics in Brisbane River sediments, Australia. Sci. Total Environ. 700, 134467 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.134467.
He, B., Wijesiri, B., Ayoko, G.A., Egodawatta, P., Rintoul, L., Goonetilleke, A., 2020b. Influential factors on microplastics occurrence in river sediments. Sci. Total Environ. 738, 139901 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.139901.
Helcoski, R., Yonkos, L.T., Sanchez, A., Baldwin, A.H., 2020. Wetland soil microplastics are negatively related to vegetation cover and stem density. Environ. Pollut. 256, 113391 https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.113391.
Hendrickson, E., Minor, E.C., Schreiner, K., 2018. Microplastic abundance and composition in western lake superior as determined via microscopy, Pyr-GC/MS, and FTIR. Environ. Sci. Technol. 52 (4), 1787-1796. https://doi.org/10.1021/acs. est.7b05829.
Hoellein, T.J., Shogren, A.J., Tank, J.L., Risteca, P., Kelly, J.J., 2019. Microplastic deposition velocity in streams follows patterns for naturally occurring allochthonous particles. Sci. Rep. 9 (1), 1-12. https://doi.org/10.1038/s41598-019-40126-3.
Hoffman, M.J., Hittinger, E., 2017. Inventory and transport of plastic debris in the Laurentian Great Lakes. Mar. Pollut. Bull. 115 (1-2), 273-281. https://doi.org/ 10.1016/j.marpolbul.2016.11.061.

Holmström, A., 1975. Plastic films on the bottom of the Skagerack. Nature 255 (5510), 622-623. https://doi.org/10.1038/255622a0.
Homann, H., Bec, J., Grauer, R., 2013. Effect of turbulent fluctuations on the drag and lift forces on a towed sphere and its boundary layer. J. Fluid Mech. 721, 155-179. https://doi.org/10.1017/jfm.2013.66.
Horton, A.A., Dixon, S.J., 2018. Microplastics: an introduction to environmental transport processes. Wiley Interdiscip. Rev. Water 5 (2), e1268. https://doi.org/ 10.1002/wat2.1268.

Huang, D., et al., 2021. Microplastics and nanoplastics in the environment: macroscopic transport and effects on creatures. J. Hazard. Mater. 407 (September 2020), 124399 https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2020.124399.
Hurley, R., Woodward, J., Rothwell, J.J., 2018. Microplastic contamination of river beds significantly reduced by catchment-wide flooding. Nat. Geosci. 11 (4), 251-257. https://doi.org/10.1038/s41561-018-0080-1.
Jambeck, J., et al., 2015. Plastic waste inputs from land into the ocean. Mar. Pollut. 347 (6223), 768.

Jeevanandam, M., et al., 2022. Evidences of microplastics in Hawassa Lake, Ethiopia: a first-hand report. Chemosphere 296 (January), 133979. https://doi.org/10.1016/j. chemosphere.2022.133979.
Ji, Z.-G., 2017. Hydrodynamics and Water Quality: Modeling Rivers, Lakes, and Estuaries. John Wiley & Sons.
Jiang, C., et al., 2018. Microplastics in sediment and surface water of west dongting lake and south dongting lake: abundance, source and composition. Int. J. Environ. Res. Public Health 15 (10). https://doi.org/10.3390/ijerph15102164.
Jiang, C., et al., 2019. Microplastic pollution in the rivers of the Tibet Plateau. Environ. Pollut. 249, 91-98. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.03.022.
Junaid, M., Wang, J., 2021. Interaction of nanoplastics with extracellular polymeric substances (EPS) in the aquatic environment: a special reference to eco-corona formation and associated impacts. Water Res. 201 (May), 117319 https://doi.org/ 10.1016/j.watres.2021.117319.

Kabir, A.H.M.E., Sekine, M., Imai, T., Yamamoto, K., Kanno, A., Higuchi, T., 2022. Microplastics in the sediments of small-scale Japanese rivers: abundance and distribution, characterization, sources-to-sink, and ecological risks. Sci. Total Environ. 812, 152590 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.152590.
Kaiser, D., Estelmann, A., Kowalski, N., Glockzin, M., Waniek, J.J., 2019. Sinking velocity of sub-millimeter microplastic. Mar. Pollut. Bull. 139 (December 2018), 214-220. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2018.12.035.
Kaiser, D., Kowalski, N., Waniek, J.J., 2017. Effects of biofouling on the sinking behavior of microplastics. Environ. Res. Lett. 12 (12) https://doi.org/10.1088/1748-9326/ aa8e8b.
Khalid, N., et al., 2021. Linking effects of microplastics to ecological impacts in marine environments. Chemosphere 264, 128541. https://doi.org/10.1016/j. chemosphere.2020.128541.
Khatmullina, L., Isachenko, I., 2017. Settling velocity of microplastic particles of regular shapes. Mar. Pollut. Bull. 114 (2), 871-880. https://doi.org/10.1016/j. marpolbul.2016.11.024.
Kowalski, N., Reichardt, A.M., Waniek, J.J., 2016. Sinking rates of microplastics and potential implications of their alteration by physical, biological, and chemical
factors. Mar. Pollut. Bull. 109 (1), 310-319. https://doi.org/10.1016/j. marpolbul.2016.05.064.
Kukulka, T., Proskurowski, G., Morét-Ferguson, S., Meyer, D.W., Law, K.L., 2012. The effect of wind mixing on the vertical distribution of buoyant plastic debris. Geophys. Res. Lett. 39 (7), 1-6. https://doi.org/10.1029/2012GL051116.
Lagarde, F., Olivier, O., Zanella, M., Daniel, P., Hiard, S., Caruso, A., 2016. Microplastic interactions with freshwater microalgae: hetero-aggregation and changes in plastic density appear strongly dependent on polymer type. Environ. Pollut. 215, 331-339. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2016.05.006.
Lead, J.R., Davison, W., Hamilton-Taylor, J., Buffle, J., 1997. Characterizing colloidal material in natural waters. Aquat. Geochem. 3 (3), 213-232. https://doi.org/ 10.1023/A:1009695928585.

Leiser, R., Wu, G.M., Neu, T.R., Wendt-Potthoff, K., 2020. Biofouling, metal sorption and aggregation are related to sinking of microplastics in a stratified reservoir. Water Res. 176, 115748 https://doi.org/10.1016/j.watres.2020.115748.
Lenaker, P.L., Baldwin, A.K., Corsi, S.R., Mason, S.A., Reneau, P.C., Scott, J.W., 2019. Vertical distribution of microplastics in the water column and surficial sediment from the Milwaukee River Basin to Lake Michigan. Environ. Sci. Technol. 53 (21), 12227-12237. https://doi.org/10.1021/acs.est.9b03850.
Lenaker, P.L., Corsi, S.R., Mason, S.A., 2021. Spatial distribution of microplastics in surficial benthic sediment of lake Michigan and Lake Erie. Environ. Sci. Technol. 55 (1), 373-384. https://doi.org/10.1021/acs.est.0c06087.
, et al., 2023. Interventions of river network structures on urban aquatic microplastic footprint from a connectivity perspective. Water Res. 243 (1), 120418 https://doi.org/10.1016/j.watres.2023.120418.
Li, J., Song, Y., Cai, Y., 2020. Focus topics on microplastics in soil: analytical methods, occurrence, transport, and ecological risks. Environ. Pollut. 257, 113570 https://doi. org/10.1016/j.envpol.2019.113570.
Li, K., Ma, H., 2018. Deposition dynamics of rod-shaped colloids during transport in porous media under favorable conditions. Langmuir 34 (9), 2967-2980. https://doi. org/10.1021/acs.langmuir.7b03983.
Li, S., Liu, H., Gao, R., Abdurahman, A., Dai, J., Zeng, F., 2018. Aggregation kinetics of microplastics in aquatic environment: complex roles of electrolytes, pH , and natural organic matter. Environ. Pollut. 237, 126-132. https://doi.org/10.1016/j. envpol.2018.02.042.
Li, W., et al., 2019a. Colonization characteristics of bacterial communities on plastic debris influenced by environmental factors and polymer types in the Haihe Estuary of Bohai Bay, China. Environ. Sci. Technol. 53 (18), 10763-10773. https://doi.org/ 10.1021/acs.est.9b03659.

Li, W., Zu, B., Hu, L., Lan, L., Zhang, Y., Li, J., 2022. Migration behaviors of microplastics in sediment-bearing turbulence: aggregation, settlement, and resuspension. Mar. Pollut. Bull. 180 (December 2021) https://doi.org/10.1016/j. marpolbul.2022.113775.
Li, Y., et al., 2019b. Interactions between nano/micro plastics and suspended sediment in water: implications on aggregation and settling. Water Res. 161, 486-495. https:// doi.org/10.1016/j.watres.2019.06.018.
Liu, K., Courtene-Jones, W., Wang, X., Song, Z., Wei, N., Li, D., 2020. Elucidating the vertical transport of microplastics in the water column: a review of sampling methodologies and distributions. Water Res. 186, 116403 https://doi.org/10.1016/ j.watres.2020.116403.

Liu, X., Liu, H., Chen, L., Wang, X., 2022a. Ecological interception effect of mangroves on microplastics. J. Hazard. Mater. 423 (PB), 127231 https://doi.org/10.1016/j. jhazmat.2021.127231.
Liu, Y., et al., 2022b. Application of a microplastic trap to the determination of the factors controlling the lakebed deposition of microplastics. Sci. Total Environ. 843 (March), 156883 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.156883.
Liu, Y., Hu, Y., Yang, C., Chen, C., Huang, W., Dang, Z., 2019. Aggregation kinetics of UV irradiated nanoplastics in aquatic environments. Water Res. 163, 114870 https:// doi.org/10.1016/j.watres.2019.114870.
Lu, S., et al., 2018. Impact of water chemistry on surface charge and aggregation of polystyrene microspheres suspensions. Sci. Total Environ. 630, 951-959. https:// doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.02.296.
Mahdian, M., et al., 2023. Modelling impacts of climate change and anthropogenic activities on inflows and sediment loads of wetlands: case study of the Anzali wetland. Sci. Rep. 13 (1), 1-18. https://doi.org/10.1038/s41598-023-32343-8.
Mahdian, M., Noori, R., Salamattalab, M.M., Heggy, E., Bateni, S.M., Nohegar, A., et al., 2024. Anzali wetland crisis: Unraveling the decline of Iran’s ecological gem. J. Geophys. Res. Atmos. 129 https://doi.org/10.1029/2023JD039538 e2023JD039538.
Mancini, M., Serra, T., Colomer, J., Solari, L., 2023. Suspended sediments mediate microplastic sedimentation in unidirectional flows. Sci. Total Environ. 890 (May), 164363 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2023.164363.
Mani, T., Hauk, A., Walter, U., Burkhardt-Holm, P., 2015. Microplastics profile along the Rhine River. Sci. Rep. 5 (December), 1-7. https://doi.org/10.1038/srep17988.
Mendrik, F., Fernández, R., Hackney, C.R., Waller, C., Parsons, D.R., 2023. Non-buoyant microplastic settling velocity varies with biofilm growth and ambient water salinity. Commun. Earth Environ. 4 (1), 1-9. https://doi.org/10.1038/s43247-023-00690-z.
Miao, L., et al., 2021. Effects of biofilm colonization on the sinking of microplastics in three freshwater environments. J. Hazard. Mater. 413 (December 2020), 125370 https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2021.125370.
Michels, J., Stippkugel, A., Lenz, M., Wirtz, K., Engel, A., 2018. Rapid aggregation of biofilm-covered microplastics with marine biogenic particles. Proc. R. Soc. B Biol. Sci. 285 (1885) https://doi.org/10.1098/rspb.2018.1203.
Mosley, L.M., Hunter, K.A., Ducker, W.A., 2003. Forces between colloid particles in natural waters. Environ. Sci. Technol. 37 (15), 3303-3308. https://doi.org/ 10.1021/es026216d.
Y.W. Naguib and Z. Cui, Nanomedicine: the promise and challenges in cancer chemotherapy, vol. 811. 2014. 10.1007/978-94-017-8739-0_11.
Nakayama, T., Osako, M., 2023. Development of a process-based eco-hydrology model for evaluating the spatio-temporal dynamics of macro- and micro-plastics for the whole of Japan. Ecol. Modell. 476 (November 2022), 110243 https://doi.org/ 10.1016/j.ecolmodel.2022.110243.

Nava, V., Leoni, B., 2021. A critical review of interactions between microplastics, microalgae and aquatic ecosystem function. Water Res. 188, 116476 https://doi. org/10.1016/j.watres.2020.116476.
Nel, H.A., Dalu, T., Wasserman, R.J., 2018. Sinks and sources: assessing microplastic abundance in river sediment and deposit feeders in an Austral temperate urban river system. Sci. Total Environ. 612, 950-956. https://doi.org/10.1016/j. scitotenv.2017.08.298.
Nguyen, T.H., 2021. Settling behaviour of irregular-shaped polystyrene microplastics. Sci. Technol. Dev. J.1-Eng. Technol. 4 (4), 1219-1228.
Nguyen, T.H., Kieu-Le, T.C., Tang, F.H.M., Maggi, F., 2022. Controlling factors of microplastic fibre settling through a water column. Sci. Total Environ. 838 (December 2021), 156011 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2022.156011.
Nguyen, T.H., Tang, F.H.M., Maggi, F., 2020. Sinking of microbial-associated microplastics in natural waters. PLoS ONE 15 (2), 1-20. https://doi.org/10.1371/ journal.pone. 0228209.
Niu, L., et al., 2021. New insights into the vertical distribution and microbial degradation of microplastics in urban river sediments. Water Res. 188 https://doi.org/10.1016/j. watres.2020.116449.
Nizzetto, L., Bussi, G., Futter, M.N., Butterfield, D., Whitehead, P.G., 2016. A theoretical assessment of microplastic transport in river catchments and their retention by soils and river sediments. Environ. Sci. Process. Impacts 18 (8), 1050-1059. https://doi. org/10.1039/c6em00206d.
Nouha, K., Kumar, R.S., Balasubramanian, S., Tyagi, R.D., 2018. Critical review of EPS production, synthesis and composition for sludge flocculation. J. Environ. Sci. (China) 66, 225-245. https://doi.org/10.1016/j.jes.2017.05.020.
Ockelford, A., Cundy, A., Ebdon, J.E., 2020. Storm response of fluvial sedimentary microplastics. Sci. Rep. 10 (1), 1-10. https://doi.org/10.1038/s41598-020-58765-2.
Pascolo, S., Petti, M., Bosa, S., 2018. On the wave bottom shear stress in shallow depths: the role of wave period and bed roughness. Water (Switzerland) 10 (10). https://doi. org/10.3390/w10101348.
Peller, J., et al., 2021. Sequestration of microfibers and other microplastics by green algae, Cladophora, in the US Great Lakes. Environ. Pollut. 276, 116695 https://doi. org/10.1016/j.envpol.2021.116695.
Peng, G., Zhu, B., Yang, D., Su, L., Shi, H., Li, D., 2017. Microplastics in sediments of the Changjiang Estuary, China. Environ. Pollut. 225, 283-290. https://doi.org/10.1016/ j.envpol.2016.12.064.

Petrova, O.E., Sauer, K., 2012. Sticky situations: key components that control bacterial surface attachment. J. Bacteriol. 194 (10), 2413-2425. https://doi.org/10.1128/ JB.00003-12.
Pohl, F., Eggenhuisen, J.T., Kane, I.A., Clare, M.A., 2020. Transport and burial of microplastics in deep-marine sediments by turbidity currents. Environ. Sci. Technol. 54 (7), 4180-4189. https://doi.org/10.1021/acs.est.9b07527.
Rasta, M., Sattari, M., Taleshi, M.S., Namin, J.I., 2020. Identification and distribution of microplastics in the sediments and surface waters of Anzali Wetland in the Southwest Caspian Sea, Northern Iran. Mar. Pollut. Bull. 160 (August), 111541 https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2020.111541.
Ren, Z., Gui, X., Xu, X., Zhao, L., Qiu, H., Cao, X., 2021. Microplastics in the soilgroundwater environment: aging, migration, and co-transport of contaminants – A critical review. J. Hazard. Mater. 419 https://doi.org/10.1016/j. jhazmat.2021.126455. March.
Righetti, M., Lucarelli, C., 2007. May the Shields theory be extended to cohesive and adhesive benthic sediments? J. Geophys. Res. Ocean. 112 (5), 1-14. https://doi.org/ 10.1029/2006JC003669.

Rodrigues, M.O., Abrantes, N., Gonçalves, F.J.M., Nogueira, H., Marques, J.C., Gonçalves, A.M.M., 2018. Spatial and temporal distribution of microplastics in water and sediments of a freshwater system (Antuã River, Portugal). Sci. Total Environ. 633, 1549-1559. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.03.233.
Ryan, P.G., 2015. Does size and buoyancy affect the long-distance transport of floating debris? Environ. Res. Lett. 10 (8) https://doi.org/10.1088/1748-9326/10/8/ 084019.

Sadri, S.S., Thompson, R.C., 2014. On the quantity and composition of floating plastic debris entering and leaving the Tamar Estuary, Southwest England. Mar. Pollut. Bull. 81 (1), 55-60. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2014.02.020.
Schmidt, C., Kumar, R., Yang, S., Büttner, O., 2020. Microplastic particle emission from wastewater treatment plant effluents into river networks in Germany: loads, spatial patterns of concentrations and potential toxicity. Sci. Total Environ. 737, 139544 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.139544.
Shams, M., Alam, I., Chowdhury, I., 2020. Aggregation and stability of nanoscale plastics in aquatic environment. Water Res. 171, 115401 https://doi.org/10.1016/j. watres.2019.115401.
Shang, Q.Q., Fang, H.W., Zhao, H.M., He, G.J., Cui, Z.H., 2014. Biofilm effects on size gradation, drag coefficient and settling velocity of sediment particles. Int. J. Sediment Res. 29 (4), 471-480. https://doi.org/10.1016/S1001-6279(14)60060-3.
Shen, Z., Wang, H., Liang, D., Yan, Y., Zeng, Y., 2022. The fate of microplastics in estuary: a quantitative simulation approach. Water Res. 226 (October), 119281 https://doi.org/10.1016/j.watres.2022.119281.
A. Shields, “Application of similarity principles and turbulence research to bed-load movement,” no. 167, 47, 1936.
Singh, N., Tiwari, E., Khandelwal, N., Darbha, G.K., 2019. Understanding the stability of nanoplastics in aqueous environments: effect of ionic strength, temperature,
dissolved organic matter, clay, and heavy metals. Environ. Sci. Nano 6 (10), 2968-2976. https://doi.org/10.1039/c9en00557a.
Song, Y.K., et al., 2014. Large accumulation of micro-sized synthetic polymer particles in the sea surface microlayer. Environ. Sci. Technol. 48 (16), 9014-9021. https://doi. org/10.1021/es501757s.
Song, Y.K., et al., 2018. Horizontal and vertical distribution of microplastics in Korean coastal waters. Environ. Sci. Technol. 52 (21), 12188-12197. https://doi.org/ 10.1021/acs.est.8b04032.

Sruthy, S., Ramasamy, E.V., 2017. Microplastic pollution in Vembanad Lake, Kerala, India: the first report of microplastics in lake and estuarine sediments in India. Environ. Pollut. 222, 315-322. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2016.12.038.
Stead, J.L., Bond, T., 2023. The impact of riverine particles on the vertical velocities of large microplastics. Sci. Total Environ. 896 (May), 165339 https://doi.org/10.1016/ j.scitotenv.2023.165339.

Stenger, K.S., Wikmark, O.G., Bezuidenhout, C.C., Molale-Tom, L.G., 2021. Microplastics Pollution in the Ocean: Potential Carrier of Resistant Bacteria and Resistance Genes, 291. Elsevier Ltd. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2021.118130.

Stride, B., Abolfathi, S., Odara, M.G.N., Bending, G.D., Pearson, J., 2023. Modeling microplastic and solute transport in vegetated flows. Water Resour. Res. 59 https:// doi.org/10.1029/2023WR034653 e2023WR034653.
Stride, B., Abolfathi, S., Bending, G.D., Pearson, J., 2024. Quantifying microplastic dispersion due to density effects. J. Hazard. Mater. 466, 133440 https://doi.org/ 10.1016/j.jhazmat.2024.133440.

Su, L., et al., 2016. Microplastics in Taihu Lake, China. Environ. Pollut. 216, 711-719. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2016.06.036.
Sun, H., Jiao, R., Wang, D., 2020. The difference of aggregation mechanism between microplastics and nanoplastics: role of Brownian motion and structural layer force. Environ. Pollut. 268, 115942 https://doi.org/10.1016/j.envpol.2020.115942.
Tamminga, M., Fischer, E.K., 2020. Microplastics in a deep, dimictic lake of the North German Plain with special regard to vertical distribution patterns. Environ. Pollut. 267, 115507 https://doi.org/10.1016/j.envpol.2020.115507.
Tibbetts, J., Krause, S., Lynch, I., Smith, G.H.S., 2018. Abundance, distribution, and drivers of microplastic contamination in urban river environments. Water (Switzerland) 10 (11). https://doi.org/10.3390/w10111597.
G. Trefalt and M. Borkovec, “Overview of DLVO theory,” 2014.

Van Melkebeke, M., Janssen, C., De Meester, S., 2020. Characteristics and sinking behavior of typical microplastics including the potential effect of biofouling: implications for remediation. Environ. Sci. Technol. 54 (14), 8668-8680. https:// doi.org/10.1021/acs.est.9b07378.
Vaughan, R., Turner, S.D., Rose, N.L., 2017. Microplastics in the sediments of a UK urban lake. Environ. Pollut. 229, 10-18. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2017.05.057.
Vermaire, J.C., Pomeroy, C., Herczegh, S.M., Haggart, O., Murphy, M., 2017. Microplastic abundance and distribution in the open water and sediment of the Ottawa River, Canada, and its tributaries. Facets 2 (1), 301-314.
Wagner, M., Lambert, S., 2018. Freshwater Microplastics. Springer Nature. https://doi. org/10.1007/978-3-319-61615-5.
Waldschlägelatr, K., Schüttrumpf, H., 2019. Effects of particle properties on the settling and rise velocities of microplastics in freshwater under laboratory conditions. Environ. Sci. Technol. 53 (4), 1958-1966. https://doi.org/10.1021/acs.est.8b06794.
Waldschläger, K., Born, M., Cowger, W., Gray, A., Schüttrumpf, H., 2020. Settling and rising velocities of environmentally weathered micro- and macroplastic particles. Environ. Res. 191 (August) https://doi.org/10.1016/j.envres.2020.110192.
Waldschläger, K., Schüttrumpf, H., 2019. Erosion behavior of different microplastic particles in comparison to natural sediments. Environ. Sci. Technol. https://doi.org/ 10.1021/acs.est.9b05394.

Wang, H., Adeleye, A.S., Huang, Y., Li, F., Keller, A.A., 2015. Heteroaggregation of nanoparticles with biocolloids and geocolloids. Adv. Colloid Interface Sci. 226, 24-36. https://doi.org/10.1016/j.cis.2015.07.002.
Wang, J., et al., 2017. Microplastics in the surface sediments from the Beijiang River littoral zone: composition, abundance, surface textures and interaction with heavy metals. Chemosphere 171, 248-258. https://doi.org/10.1016/j. chemosphere.2016.12.074.
Wang, J., et al., 2021c. Aggregation and stability of sulfate-modified polystyrene nanoplastics in synthetic and natural waters. Environ. Pollut. 268, 114240 https:// doi.org/10.1016/j.envpol.2020.114240.
Wang, X., Bolan, N., Tsang, D.C.W., Sarkar, B., Bradney, L., Li, Y., 2021a. A review of microplastics aggregation in aquatic environment: influence factors, analytical methods, and environmental implications. J. Hazard. Mater. 402 (March 2020), 123496 https://doi.org/10.1016/j.jhazmat.2020.123496.
Wang, Y., Chen, X., Wang, F., Cheng, N., 2023. Influence of typical clay minerals on aggregation and settling of pristine and aged polyethylene microplastics. Environ. Pollut. 316 (P2), 120649 https://doi.org/10.1016/j.envpol.2022.120649.
Wang, Z., Dou, M., Ren, P., Sun, B., Jia, R., Zhou, Y., 2021b. Settling velocity of irregularly shaped microplastics under steady and dynamic flow conditions. Environ. Sci. Pollut. Res. 28 (44), 62116-62132. https://doi.org/10.1007/s11356-021-14654-3.
Willis, K.A., Eriksen, R., Wilcox, C., Hardesty, B.D., 2017. Microplastic distribution at different sediment depths in an urban estuary. Front. Mar. Sci. 4 (DEC), 1-9. https:// doi.org/10.3389/fmars.2017.00419.
Wu, F., Pennings, S.C., Tong, C., Xu, Y., 2020b. Variation in microplastics composition at small spatial and temporal scales in a tidal flat of the Yangtze Estuary, China. Sci. Total Environ. 699, 134252 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.134252.
Wu, J., Jiang, R., Lin, W., Ouyang, G., 2019. Effect of salinity and humic acid on the aggregation and toxicity of polystyrene nanoplastics with different functional groups and charges. Environ. Pollut. 245, 836-843. https://doi.org/10.1016/j. envpol.2018.11.055.

Wu, J., Jiang, R., Liu, Q., Ouyang, G., 2021. Impact of different modes of adsorption of natural organic matter on the environmental fate of nanoplastics. Chemosphere 263, 127967. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2020.127967.

Wu, N., et al., 2020a. Co-effects of biofouling and inorganic matters increased the density of environmental microplastics in the sediments of Bohai Bay coast. Sci. Total Environ. 717 (134431) https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.134431.
Yang, G., et al., 2023. Settling behaviors of microplastic disks in water. Mar. Pollut. Bull. 188 (February), 114657 https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2023.114657.
Yu, S., et al., 2019. Aggregation kinetics of different surface-modified polystyrene nanoparticles in monovalent and divalent electrolytes. Environ. Pollut. 255, 113302 https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.113302.
Yu, Z., Yao, W., Loewen, M., Li, X., Zhang, W., 2022. Incipient motion of exposed microplastics in an open-channel flow. Environ. Sci. Technol. 56 (20), 14498-14506. https://doi.org/10.1021/acs.est.2c04415.
Yuan, W., Liu, X., Wang, W., Di, M., Wang, J., 2019. Microplastic abundance, distribution and composition in water, sediments, and wild fish from Poyang Lake, China. Ecotoxicol. Environ. Saf. 170 (December 2018), 180-187. https://doi.org/10.1016/ j.ecoenv.2018.11.126.

Zhang, K., et al., 2017. Occurrence and characteristics of microplastic pollution in Xiangxi Bay of Three Gorges Reservoir, China. Environ. Sci. Technol 51 (7), 3794-3801. https://doi.org/10.1021/acs.est.7b00369.

Zhang, L., Zhang, S., Guo, J., Yu, K., Wang, Y., Li, R., 2020a. Dynamic distribution of microplastics in mangrove sediments in Beibu Gulf, South China: implications of tidal current velocity and tidal range. J. Hazard. Mater., 122849
Zhang, Q., et al., 2021. Distribution and sedimentation of microplastics in Taihu Lake. Sci. Total Environ. 795, 148745 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2021.148745.
Zhang, Y., et al., 2020b. How climate change and eutrophication interact with microplastic pollution and sediment resuspension in shallow lakes: a review. Sci. Total Environ. 705, 135979 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2019.135979.
Zhao, J., Shan, T., 2013. Coupled CFD-DEM simulation of fluid-particle interaction in geomechanics. Powder Technol. 239, 248-258. https://doi.org/10.1016/j. powtec.2013.02.003.
Zheng, Y., et al., 2020. Vertical distribution of microplastics in bay sediment reflecting effects of sedimentation dynamics and anthropogenic activities. Mar. Pollut. Bull. 152 (December 2019), 110885 https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2020.110885.
Zhu, H.P., Zhou, Z.Y., Yang, R.Y., Yu, A.B., 2007. Discrete particle simulation of particulate systems: theoretical developments. Chem. Eng. Sci. 62 (13), 3378-3396. https://doi.org/10.1016/j.ces.2006.12.089.
Zhu, X.-T., Yi, J., Qiang, L.-Y., Cheng, J.-P., 2018. Distribution and settlement of microplastics in the surface sediment of Yangtze Estuary. Huan jing ke xue= Huanjing kexue 39 (5), 2067-2074.

Microplastics
Pollution transport
Freshwater
Dispersion
Mixing
Sinking
Aggregation
Retention
Resuspension

Plastic pollution is a complex and multi-faceted global challenge threatening the natural environment at a global scale. The gravitas of plastic waste has exponentially raised the global agenda, which was initially considered an aesthetic marine litter problem in the early 1970s (Carpenter et al., 1972; Carpenter and Smith, 1972) and later became a contemporary global environmental challenge. The scientific literature regarding the synergistic impacts of plastics, specifically microplastics, on our global marine ecosystems, is substantially studied and reviewed
(Cole et al., 2011; Fauser et al., 2021; Stenger et al., 2021; Khalid et al., 2021), linking the effects of microplastics to ecological impacts in marine environments and limiting the ecosystem health, function, and services. There are now estimates regarding the extent of marine plastics in oceans and the main contributing sources (Jambeck et al., 2015), putting increased pressure on driving forward policy changes to improve waste management efforts. At the United Nations Environment Assembly (UNEA) in 2022, 170 members committed to generating an internationally legally binding agreement by 2024 to end plastic pollution. Despite the public awareness of plastic pollution and the significant

environmental hazards, the amount of plastic waste introduced to the environment is ever-increasing. To evaluate and address the plastic pollution problems, there is an urgent need to understand and quantify the underlying mechanisms that govern the dynamic behaviour and transport of plastics in natural environments and at different scales, e.g. macro and micro-plastics (Stride et al., 2023, 2024). This data is fundamental in elucidating where these contaminants ultimately end up and are necessary to inform and develop strategic targeted solutions. This study only focuses on microplastics (MPs).

To date, research on MPs has predominantly focused on marine environments, with relatively few studies investigating MP dynamic behaviour in freshwater systems. Yet, understanding the behaviour of MPs in rivers and lakes is vital as they serve as major conduits for 70-80 of global MP pollution from land-based sources (agriculture and sewage treatment plants) to oceans (Alimi et al., 2018). The transport and retention of MPs in freshwater environments are influenced by complex hydraulics and hydrological conditions. For instance, bed roughness profoundly affects the mobility of non-buoyant MPs (2.4-5.3 mm ), necessitating greater flow velocities for initiation of sliding or rolling on rough beds ( ) compared to smooth bed boundaries ( ) (Yu et al., 2022). This emphasizes the critical role of riverbed morphology in the retention and transport of MP and provides insights to explain the formation of MP accumulation hotspots. Moreover, the dominant impact of land use features (e.g. build-up or farm areas) and river network connectivity (e.g. branch frequency and node ratio) on MP discharge and migration resulted in high spatial abundance of MPs in urban streams (up to 116.45 items/L for MPs and 576.31 items for ) ( Li et al., 2023), further illustrating the intertwined nature of anthropogenic activities and environmental processes on riverine MP transport. The role of hyporheic exchange in migrating MPs ( ) into sediments resulted in retained rates of per kilometre, and residence time ranging from 5 h to 7 years per kilometre (Drummond et al., 2022), revealing another layer of complexity in MP fate and leaving open questions about the long-term ecological impacts of MPs buried in fluvial sediments. Additionally, the interaction between MPs ( ) and suspended solid (SS) ( ) profoundly affects MP sedimentation (from to ) and resuspension (27.6-33.4 %) rates (Li et al., 2022), revealing the dynamic nature of MP pollution. Detailed understanding of these interactions can guide the development of robust targeted dynamic models to track MPs in suspension, and coupling varying flow conditions and MP characteristics to predict the accumulation and dispersion of MPs. Overall, these intricate distribution and migration patterns of MPs in freshwater systems highlight the necessity for a thorough understanding of multifaceted factors influencing the complexity of MP dynamics, which is essential to accurately assess their environmental fate and impacts, reflecting the complexity of MP pollution and its ecological consequences.

There is a wide spectrum of studies that have focused on investigating the dynamic behaviour of MPs under laboratory-based controlled flow conditions and chemical solutions, aiming at identifying and quantifying the underlying mechanisms governing the behaviour of pristine MPs. Empirical or semi-empirical equations are derived to precisely describe these kinetic processes and the key influencing parameters. However, the majority of the existing publications have limited scope, focusing on a single dynamic process and often leaning towards elucidating research methodologies and the associated environmental implications (Ren et al., 2021; Duan et al., 2021; Liu et al., 2020; X. Wang et al., 2021). Most of these existing studies lack an explanation of the basic mechanisms governing the individual dynamic behaviour of MPs associated with the specific conditions and their complex interplays that significantly influence MP environmental fate. Thus, it is necessary to conduct a more integrated review stressing the interconnected dynamic behaviours of MPs and the profound correlation with environmental factors, offering a more comprehensive perspective on their ultimate fate in freshwater systems.

This study aims to comprehensively review current research on MP dynamic behaviour in freshwater systems, elucidating the key underlying mechanisms that govern MP behaviour and their interactions with various environmental factors. We primarily focus on investigating four key dynamic behaviours of MPs including particle’s sinking, aggregation, retention, and resuspension processes, within flow systems resembling those typically encountered in river and lake ecosystems. The theoretical foundations and key findings regarding the mechanisms governing the dynamic behaviours of MPs are comprehensively discussed in Section 3, with particular emphasis on particle sinking (Section 3.1), aggregation (Section 3.2), retention (Section 3.3), and resuspension processes (Section 3.4). The effects of MP physicochemical properties, environmental factors, and their interactions on the behaviour of MPs are critically assessed. Subsequently, we reviewed the transport and dynamic behaviour of MPs in freshwater systems as influenced by environmental conditions (Section 4), with specific sections dedicated to rivers (Section 4.1) and lakes (Section 4.2). Finally, we provide a critical analysis of the current literature and existing knowledge gap and identify key areas for future research (Section 5).

This paper conducts a comprehensive systematic review of the state-of-the-art research findings on the dynamic behaviour and transport processes of microplastics in freshwater systems. The databases utilised for the literature search include Web of Science (WoS), Scopus, Google Scholar, PubMed, and Science Direct. To ensure that a timely and up-todate review of the literature is presented, the search period was limited to the past 10 years, e.g. 2013-2023. The details of the inclusion and exclusion criteria and methodology for selecting the relevant publications are described in Fig. 1. The initial screening of the literature returned 216 publications associated with the studies investigating the dynamic characteristics of MPs in freshwater systems. Then, the ‘highlights’, and ‘abstract’, and the ‘conclusion’ of the initial pool of data was reviewed and assessed. 180 publications (written in English) were selected for the comprehensive review, comprising 170 research articles, 5 reviews, and 5 book chapters and theses, with citations in the supplementary tables (Tables S1 and S2) included in this total. Additionally, term 1 (see Fig. 1) was also used to extract 21 academic outputs on the fundamental knowledge regarding MP dynamic processes in the environmental flows. Overall, this study screens and systematically reviews a total of 201 publications to extract the current state of knowledge and research gap on the key underlying mechanisms governing the dynamic behaviour of MPs in complex and interacting environmental flows.

In freshwater systems, MP dynamics are significantly influenced by their physicochemical properties (e.g. size, shape, density, hydrophobicity, surface areas, and surface charge) (Alimi et al., 2018) and environmental conditions (e.g. water chemistry, hydraulic condition, bottom morphology, UV irradiation, and wind exposure) (Eerkes-Medrano et al., 2015). These factors interact with each other, causing various mechanical, photochemical and biological transformations of MPs. Here, we conduct a systematic review of MP dynamic behaviour in freshwater systems (as summarised in Fig. 2), including: (i) sinking, (ii) aggregation, (iii) retention and (iv) resuspension. The review explores the underlying mechanisms governing these dynamic behaviours interacting with the freshwater environment.

Sinking (or settling) is a dynamic process whereby a particle reaches a fixed accumulation surface, directly determining whether the particle is retained within the water column or remains suspended (Alimi et al., 2018). The terminal settling velocity, a fundamental hydrodynamic

parameter, is commonly used to characterize MP sinking dynamics. Accurate measurement and evaluation of MP sinking properties within freshwater systems facilitate the determination of their residence time in
the fluid and transport distance after their release from emission sources. This, in turn, contributes to a better understanding of the role played by freshwater systems such as rivers and lakes in transporting plastic debris
from terrestrial sources to the oceans (Nguyen et al., 2020; Hoellein et al., 2019).

As shown in Fig. 3, the motion of MP particles in the water column of environmental flows is mainly driven by the combined effect of three physical forces, namely gravitational force ( ), buoyant force ( ), and fluid drag force ( ) acting downward, upward, and opposite to the relative flow velocity, respectively (Zhu et al., 2007). When these physical forces reach equilibrium upon a plastic particle in a quiescent fluid, the particle’s sinking rate becomes constant without any acceleration, typically defined as the terminal settling velocity (Hoellein et al., 2019), during which a force balance exists between liquid and particles (Zhao and Shan, 2013). However, the presence of turbulence and vortex structures at varying spatiotemporal scales and velocity fluctuations in real aquatic systems makes this equilibrium challenging to attain (Homann et al., 2013), introducing additional hydrostatic or hydrodynamic forces (such as virtual mass force and Basset force) to MPs (Zhu et al., 2007). Consequently, the settling characteristics of microplastics in the natural environment are susceptible to change, depending on the properties of MPs (e.g. diameter, shape, and density) and the characteristics of the solution (e.g. viscosity, density, turbidity and velocity) (Kowalski et al., 2016; Waldschläger et al., 2020; Chubarenko et al., 2016; Shang et al., 2014). Three main underlying factors influencing the MP settling in natural flows, including (1) the inherent physical properties of MPs, (2) the formation of biofilm on the particle’s surface, and (3) the hydrodynamic conditions of the aquatic environment, are discussed here (Sections 3.1.1-3.1.3).

To date, several laboratory-based studies have examined the settling behaviour of MPs for a range of shapes, sizes, and densities, resulting in the derivations of empirical and semi-empirical formulae for predicting the MP settling velocity. Table 1 presents the analysis of the key results and findings on MP sinking dynamics, with a comprehensive overview provided in Table S1.

Analysis of the existing studies suggests that for MPs with spherical shape, the particle settling rate is primarily influenced by the relative density of virgin plastics and the surrounding fluid (Waldschlägelatr and Schüttrumpf, 2019; Ballent et al., 2012; Z. Wang et al., 2021; De Leo et al., 2021). Additionally, several studies have identified a positive
correlation between particle diameter and settling rate. The MP settling process in very slow-moving or static environmental flow systems (e.g. ponds) is governed by the balance of particle buoyancy, gravitational, and drag forces. The magnitude of the first two forces is positively correlated with particle density and diameter, while the drag force is primarily influenced by the cross-sectional shape and specific surface area of the particles. Hence, the higher particle density ( ) and larger diameter usually result in a more significant difference between gravitational and buoyancy forces. Although the drag force also increases with a larger diameter, the cumulative impact of buoyancy and gravity predominantly dictates the initial rate of alteration rate of MP settling acceleration. Thus, spherical MPs with large diameters and high densities (e.g. PET: , PVC: ) (Z. Wang et al., 2021) demonstrate faster-settling dynamics in environmental flows. When considering the MP shape effects on the settling dynamics, the spherical MP particles tend to exhibit the highest setting velocities, whereas irregular particles such as fibres display the lowest. This phenomenon is attributed to the fact that as the MP shape deviates further from perfect spherical symmetry, the surface area increases thus elevating the drag force (Kaiser et al., 2019). This can hinder the settling velocity and induce directional instability and uniform pressure distribution around the settling particle, causing a reduction of settling velocity and forming irregular movement trajectories, including spiral, slanting, or circular motions (Fig. 3) (Kowalski et al., 2016; Dietrich, 1982).

Recently, increasing attention has been paid to the interactions of MP physical properties that greatly complicate their settling behaviour. For instance, Khatmullina and Isachenko (2017) found that the contribution of particle shape on settling is considerably constrained by the size and density of the polymer. They compared the settling behaviour of MPs (ranging from 0.5 to 5 mm ) with three distinct shapes (spherical, cylinder and fibre), and found that the influence of particle shape was not prominent for small sizes and only when the dimensionless diameter of the particle is greater than about , the impact of shape become pronounced. This finding aligns with Kowalski et al. (2016) and Nguyen (2021) observations that shape irregularity started to markedly decrease MP sinking velocity at sizes larger than 1 mm and 0.32 mm , respectively. Hoellein et al. (2019) and Pohl et al. (2020) observed faster settling exhibited by low-density fragments (e.g. diameter: 200-300 ,

Notes: PVC – polyvinyl chloride; PS – polystyrene; PA – polyamide; PMMA – polymethyl methacrylate; PET – polyethylene terephthalate; PCL – polycaprolactone; PE polyethylene; PA66 – polyamide 66; PLLA – polylactide; PBAT – polybutylenadipate terephthalate; ABS – acrylonitrile butadiene styrene; NP&A – nylon polyester and acrylic; HDPE – high-density polyethylene; PC – polycarbonate-; PL – Polyester.
density: ) compared to high-density fibres (e.g. diameter: 6 mm , density: ), and proposed that the influence of density on the MP settling process vary with particle shapes. Specifically, they suggested that particle density could exert a more substantial influence on the settling of fragmented MPs, while its effect is negligible for plastic fibres. On the other hand, while the relative impact of shape is usually affected by particle size during settling, it is closely linked to the dynamics of particle motion and requires introducing equivalent diameter (e.g. : equivalent spherical diameter, : volume equivalent diameter, : area equivalent diameter, and dimensionless diameter) and shape factors (e.g. CSF: Corey’s shape factor, : sphericity, : Janke’s shape factor) when determining the semi-empirical relationship between drag coefficient and particle Reynolds number. In particular, settling predictions of MP fibre (longer than 1 mm ), disk and film even need to involve shape descriptor parameters of curliness ( ) (Nguyen et al., 2022), Froude numbers (Choi et al., 2022), dimensionless moment of inertia ( ) (Yang et al., 2023) and flatness ( ) (Van Melkebeke et al., 2020), respectively. In addition, Elagami et al. (2020) discovered that the hydrophobicity of the microplastic surfaces contributed to the increased particle buoyancy by forming fine air bubbles, thus preventing the settling of high-density microplastics in the water column.

The existing studies on MP settling behaviour in water are limited by their focus on still water conditions, with the existing empirical equations valid only for low Reynolds numbers below . This overlooks the complexity of natural freshwater systems, featured by varied hydrological regimes. Traditional models, following Stoke’s law, are only accurate for laminar flows and fail to account for the unpredictable drag forces on MPs through viscous and inertial forces caused by turbulent flows, highlighting the need for research that reflects the complexities of natural environments to understand MP settling dynamics more realistically.

Plastic biofouling refers to the colonization process of microorganisms on the particles’ surface, leading to alterations of plastic geometry, density, and buoyancy (Nava and Leoni, 2021), involving complex interactions that go beyond the simplistic notion of forming a uniform molecular layer on the particle surface (Junaid and Wang, 2021).

Theoretically, this phenomenon can be attributed to the presence of hydrophobic groups on the MP surface, facilitating the adsorption of organic matter from water, thus creating a favourable environment for the growth of microorganisms (Wagner and Lambert, 2018).

The early studies of biofouling on plastics have been ongoing since the early 1970s, with Carpenter and Smith (1972) being the pioneers in identifying the attachment of hydroids and diatoms on the MPs on the Sargasso sea surface. This early observation sparked interest in how biofouling affects MP settling. Subsequent research, informed by the findings of Holmström (1975), revealed that the alternate growth of different microorganisms on buoyant plastic films led to their sinking, which is mainly achieved by increasing the overall density of MP particles (Hoellein et al., 2019; Van Melkebeke et al., 2020; Lagarde et al., 2016; Kaiser et al., 2017; N. Wu et al., 2020; Song et al., 2018; Barnes and Milner, 2005; Chen et al., 2019; Gilfedder et al., 2023; Mendrik et al., 2023). However, as research advanced contrasting impacts of biofouling on plastic sedimentation came to light. Nguyen et al. (2020) suggested that the colonisation of microorganisms from brackish rivers could substantially slow down or even reverse the sinking direction of MPs. This phenomenon is primarily attributed to the density contrasts between attached bioballasts and MPs, and is also affected by the nonlinear aggregation effects that alter MP shape, fractal dimensions, and material fraction. Miao et al. (2021) reported that while attached biofilm elevates the density and sinking velocity of high-density MPs (e. g. polyethylene terephthalate and polyvinyl chloride), it has the opposite effect on buoyant MPs (e.g. polypropylene), reducing their density and sinking velocity. The authors attributed this divergence to the distinct microorganisms encountered by MPs at different water depths, suggesting that the impact of biofouling on MP settling is both material-specific and depth-dependent.

Subsequently, growing research started to draw attention to the intrinsic properties of MPs in biofouling effects. Ryan (2015) illuminated the size-dependent nature of biofouling effects on MPs and found that biofilm promotion exerted a greater influence on the settling of smaller-sized MPs. This could be ascribed to the higher surface area-to-volume ratio of smaller particles, making them more sensitive to changes in diameter from biofouling. Consequently, smaller MPs possessing lower buoyancy offer a relatively larger surface area for biofilm
attachment, leading to a more significant response to an increase in diameter or density caused by bio-colonization (Fazey and Ryan, 2016). Furthermore, Ryan (2015) highlighted the importance of particle shape for the surface area-to-volume ratio, specifically for plastics with diameters exceeding 100-200 mm. This suggests that the biofouling effect might be more pronounced for MPs with complex shapes than spherical particles of the same volume. To further clarify the effect of biofouling as a function of MP size and shape, Van Melkebeke et al. (2020) examined the role of biofilm thickness ( ) in facilitating the settlement of buoyant MPs (density: ). They found that the required for inducing spherical MP settlement increases linearly with their size, necessitating a minimum of of biofilm for MPs and 1.8 mm for 2 mm MPs, respectively. For MP films, the relationship between the required and the side length of the films follows a logarithmic trend, with a threshold of greater than needed to induce settlement for MP films. This distinction highlights how the biofilm effects on MP settlement vary distinctly with both MP size and shape.

Moreover, findings on the effect of MP density on biofouling-induced sedimentation further illuminate the complexities of this process. Kaiser et al. (2017) observed that buoyant polyethylene MPs ( , density ) were highly susceptible to biofouling, causing a more notable increase in overall density after field incubations compared to denser but smaller polystyrene (PS, ) MPs. This distinction may stem from varied biofouling kinetics affected by environmental factors (e.g. light intensity and oxygen availability) (Fazey and Ryan, 2016). Buoyant MPs such as PE, floating on the water surface, provide favourable conditions for biofilm colonization, causing increased biofilm formation and subsequent settling. Studies by Kaiser et al. (2017); Chen et al. (2019); Leiser et al. (2020); Peller et al. (2021) observed seasonal fluctuations in MP vertical motion velocity due to spatiotemporal variability in biofilm composition, highlighting the intricate relationship between environmental conditions, biofouling kinetics, and MP settling dynamics.

Additionally, polymer types can also indirectly influence MP sedimentation by controlling biofilm growth and extracellular polymeric substance (EPS) production. For instance, W. Li et al. (2019) observed that although the diversity of the bacterial community was less affected by polymer type, significantly higher biomass was detected after six weeks of colonization of PS surfaces compared to other MPs like Polypropylene (PP) and PE, suggesting that the bacteria were selective in their preference for polymer type and substrate. Lagarde et al. (2016) highlighted that the biofilm growth of freshwater microalgae and subsequent hetero-aggregate formation is strongly affected by the chemical nature of MPs. PP and high-density polyethylene (HDPE) fragments induced different levels of gene expression for the synthesis of xylose and galactose by microalgae, and the EPS component was more cohesive in the colonisation of PP fragments, resulting in more significant aggregation and sedimentation. Interaction between MPs and microbial communities, marked by selective affinities and gene expression, is far more complex than simplistic observation of biofilm formation. The existing studies prompt a deeper consideration of how environmental factors alongside MP inherent properties modulate bio-colonisation and consequently influence the sinking dynamics of MPs (Kaiser et al., 2017; Chen et al., 2019; Leiser et al., 2020; Peller et al., 2021). Further research is needed to comprehensively examine polymer-specific interactions and microbial responses through seasonal observation (i.e. climate variability) in freshwater ecosystems.

Rivers with unidirectional rapid flow are critical carriers of landbased MPs into oceans due to their scale and structural characteristics, such as river frequency and network density (Li et al., 2023). Unlike lakes, wetlands (Mahdian et al., 2023; 2024) or ponds (Goodarzi et al., 2022, rivers are uniquely featured by the hyporheic exchange, driven by riverine advective and turbulent exchanges, transporting a large number of MPs into sediments and promoting MP vertical movement
(Drummond et al., 2022; Drummond et al., 2020). In addition, high concentrations of suspended particles (e.g., clay and sand) in rivers foster interactions with MPs, especially after biofouling, to form flocs, which heavily influence MP dynamics by enhancing sediment settling and accumulation (Corcoran et al., 2020; Gholizadeh and Cera, 2022). Li et al. (2022) noted that riverine turbulence can amplify MP flocculation, especially at a shear rate above , suggesting the intricate interplays between physical (e.g., shear flow and hyporheic exchange), chemical (e.g., aggregation) and biological (e.g., biofouling) factors on MP settling.

In ponds, wetlands, and lakes, slow flow patterns lead to vertical stratification and lateral circulation (Goodarzi et al., 2022), extending pollutant residence time from days to years and facilitating long-term weathering processes (Daily and Hoffman, 2020; Cable et al., 2017). Additionally, relatively quiescent lakes characterised by minimal turbulence and velocity fluctuations, are favourable for MP sinking and sediment consolidation (Baldwin et al., 2016). This is confirmed by Elagami et al. (2023), who observed that summer stratification in lakes slowed down MP vertical movement, while autumn turbulent mixing speeded up MP residence, causing non-buoyant MPs ( ) to reside up to 13 times longer in summer than in autumn. Hence, the seasonal climate influence on MP dynamics was suggested, emphasizing the role of thermal and convective processes in MP distribution patterns. Gilfedder et al. (2023) expanded the understanding of MP dynamics in lakes by studying the role of hydrodynamic stratification alongside ecosystem cycling. They found that the ingestion and egestion cycles of Daphnia dominated the residence time of small MPs ( 0.5 and ) in lake waters, shortening it from an estimated 15 years to just 1 year compared to pristine MPs. For large MPs ( ), their residence time was controlled alternatively by biological and physical processes, emphasizing the multifaceted nature of MP settling in natural aquatic environments.

Aggregation is the process where particles move closer and adhere together (Buffle and Leppard, 1995), contributing to the dynamic nature of freshwater systems (Lead et al., 1997). For MPs, this dynamic process can be either homogeneous, involving particles of the same type (plas-tic-plastic), or heterogeneous, involving interactions between different particle types (MPs-NOM) (Alimi et al., 2018). Although homo-aggregation of MPs is typically minimal in realistic conditions due to their low concentration (e.g. 12 items/L, Faulstich et al., 2022), its relatively simpler system dynamics make it the primary focus of most physical studies.

In colloidal and interface science, Derjaguin-Landau-VerweyOverbeek (DLVO) and non-DLVO theories are crucial for interpreting particle stability in aqueous systems, extending to MP aggregation dynamics (Alimi et al., 2018; Buffle and Leppard, 1995). Classical DLVO theory is based on force balance between the Van der Waals attraction (caused by the interactions between fluctuating dipoles (Trefalt and Borkovec, 2014)) and the double layer contributions (resulting from the overlap of the electrical double layers of interacting MP surfaces (Naguib and Cui, 2014)). In symmetric conditions, Van der Waals forces remain attractive while double-layer forces are repulsive. However, in asymmetric systems, although the Van der Waals forces are typically attractive, the double-layer forces can vary greatly and can be either attractive, repulsive or a combination. This behaviour is highly dependent on the surface charge distribution of particles and the surrounding medium (Naguib and Cui, 2014). Furthermore, to interpret more complicated interactions, refined DLVO and extended DLVO (EDLVO) models are proposed (Butt et al., 1995) to consider hydration repulsion forces, steric repulsion forces, hydrophobic interactions, and Lewis acid-base interactions (Alimi et al., 2018; Wang et al., 2015).

The aggregation process crucially affects MP fate in natural environments by greatly altering their physical (e.g. shape, size, density,
surface roughness) and chemical properties (e.g., surface charge distribution and electrostatic potential) (Li et al., 2018; Artham et al., 2009; Michels et al., 2018). Theoretical drivers of MP aggregation include a range of interacting forces such as electrical interaction, hydrogen bonding, chemical bonding, and bridging (Fig. 4) (Wang et al., 2015). Table 2 outlines the analysis of the key studies on MP aggregation in freshwater solutions, and a detailed overview of the studies considered here is given in Table S2. Key parameters and mechanisms involved in Fig. 4 and Table 2 are discussed in subsequent sections (Section 3.2.1-3.2.6).

The presence of electrolytes with varying valences can significantly influence the kinetic behaviour of MPs by controlling their interaction forces. Specifically, in the reaction-limited aggregation regime, where the electrolyte concentration is below the critical coagulation concentrations (CCC), increasing the electrolyte concentration can enhance MP aggregation by forming charge screening on the plastic surface and weakening its repulsive force via decreasing the energy barrier. Therefore, the aggregation rate of PS ( ) ( Li et al., 2018) and PE ( ) MPs (Shams et al., 2020) consistently increased from approximately with increasing salt concentration. When the electrolyte concentration surpasses the CCC, the complete screening of the energy barrier can shift the diffusion process to become the limiting step for aggregation, leading to van der Waals forces dominating particle interactions and the absence or insignificance of double-layer repulsive forces. This aligns with the stability of both PS and PE microplastics within their aggregation systems (Li et al., 2018; Shams et al., 2020).

Ion valence has a significant influence on the formation of MP aggregates. Following the Schulze-Hardy rules, the ratio of CCC values of PS and PE for divalent ions (like and ) and monovalent ions are proportional to (Li et al., 2018; Shams et al., 2020), while the aggregates formed by PS MPs were found to be larger in solutions containing divalent ions than those involving monovalent ions ( and ) (Lu et al., 2018). This suggests that ions with higher valence are more effective in neutralising the surface charge of plastic and suppressing the electric double layer. Shams et al. (2020) emphasised that the specific absorption capacity of could also induce a
bridging effect during the aggregation process, making PE more sensitive to .

The stability and aggregation behaviour of MPs vary with ionic strength and particle size. Sun et al. (2020), showed PS particle exhibits robust stability in high ionic strength solutions, whereas 1 nm PS particles developed visible aggregation under the same conditions. This observation was attributed to the disappearance of the energy barrier around the plastic particles, due to the screened electrostatic repulsion force engendered by the presence of strong dissolved ions in the solution. Consequently, the aggregation of nano-plastics was ascribed to strong Brownian motion. In this context, the physical transport process assumed the role of the limiting step. This inference led to the suggestion that hydrodynamic parameters might exert a more prominent influence on MP aggregation in comparison to solution chemistry.

NOM is ubiquitously distributed in natural aquatic systems and significantly impacts the colloid stability of MPs in aquatic systems by absorbing onto the plastic surfaces through hydrophobic attraction and electrostatic interaction. The adsorption of NOM can effectively facilitate the steric hindrance and electrostatic repulsion between particles, thus facilitating the dispersion of PS MPs, as evidenced by the rightward shift of CCC values to a higher salt concentration (increased by 1.03-2.15 times) and stronger attenuations of values (Li et al., 2018). Similar effects are observed for PE plastics, where the addition of NOM in the solutions of 80 mM NaCl and reduces the of PE plastics by and , respectively. Consequently, CCC values of PE in the same NaCl and solutions increase by 1.5 and 4 times, respectively (Shams et al., 2020). However, slightly different results were reported by Y. Li et al. (2019), who observed that the inhibition effect of NOM adsorption on particle aggregation was less pronounced for micro-PS compared to its more significant impacts on the stability of PS nano-plastics. This distinction suggests that the effectiveness of NOM in stabilising MPs against aggregation varies with the size of the particles, which can be attributed to differences in the mechanisms of hydrophobic attraction and steric repulsion between NOM and MPs of varying sizes.

In fact, the role of NOM is highly correlated with the chemical properties of the solution and MPs, rather than just playing a stabilising or dispersing role (Mosley et al., 2003; Cai et al., 2018). For instance, the zeta potential of the PS microsphere shows minimal change as the pH increases from 2.0 to 8.0. However, there is a substantial decrease in hydrodynamic diameters at pH levels of , demonstrating that the effect of NOM inhibiting PS aggregation is limited to low pH levels due to steric effects, whereas its effect diminishes at high pH levels (Lu et al., 2018). Further, Li et al. (2018) discovered the enhanced aggregation of micro-PS at low NOM concentrations. Authors attributed this to cation adsorption ( and ), which neutralised the negative surface charge of MPs, effectively weakening the steric hindrance and electrostatic repulsion. Simultaneously, this cation adsorption could lead to the
destabilization of micro-PS by bridge attraction and intermolecular bridging ( bridge with carboxyl groups in NOM), forming an enhanced aggregation of micro-PS (Li et al., 2018). Similar mechanisms of surface neutralization and cation bridging by NOM also contributed to the formation of nano-plastic aggregates (Yu et al., 2019; Cai et al., 2018; J. Wang et al., 2021; Singh et al., 2019; Wu et al., 2019). The alterations of functional groups of plastics ( -COOH and ) ( Yu et al., 2019; Wu et al., 2019), electrolyte valence ( , and ) (J. Wang et al., 2021) and NOM concentration ( ) ( Yu et al., 2019) also affect the role of NOM in plastic aggregation.

Although the existing findings reveal the critical role of NOM in modulating MPs (primarily PS), they mainly focused on commercially available humic acid (HA) ( (Carpenter and Smith, 1972; Wu
et al., 2019)) and overlooked the diversity of NOM existing in natural environments. Beyond HA, protein-like substances, prevalent in aquatic systems, also exhibit strong stabilization effects on PS nanoparticles due to their plentiful amino acid residues. Their interaction modes with PS particles are likely more complicated than that of HA (Wu et al., 2021), potentially leading to varied MP aggregation behaviours. However, research in this area remains limited. Moreover, NOM can bind with ions and salts, compete for hydrophobic MP surfaces with metals (Leiser et al., 2020), and chemically transform and degrade under UV irradiation. However, how these interactions influence MP aggregation remains an open question.

According to DLVO theory, solution pH can determine electrostatic repulsion by determining the surface charge distribution and the ionization of surface functional groups, thereby affecting the aggregation of particles in aqueous environments (Mosley et al., 2003). In most cases, MPs usually carry a negative charge with either no isoelectric point or a relatively low isoelectric point when the pH significantly deviates from that of natural water (Li et al., 2018; J. Wang et al., 2021). The zero points of charge ( ) of micro-PS particles ( ) and sulfate-modified PS ( 100 nm ) were found to be below 3 , and their particle sizes altered slightly for the pH range from 3 to 11 , due to the strong electrostatic repulsion forces between particles, formed by the negative groups on PS surface (Sun et al., 2020; J. Wang et al., 2021). Therefore, the electrokinetic and hydrodynamic properties of micro-PS remain relatively stable within this pH range (Shams et al., 2020). Similarly, PE plastics displayed electric stability, with a hydrodynamic diameter ranging from to over the pH range of 2 to 9 in 10 nm NaCl solution (Shams et al., 2020). Since the natural pH in freshwater systems usually is between 5 and 9 (Chowdhury et al., 2015), MPs are stable in aquatic environments, and any changes induced by pH fluctuations can be negligible.

The physical properties of MPs, such as density, size, polymer type, surface charge and energy, critically dictate their aggregation behaviour by influencing interaction forces and energy barriers (X. Wang et al., 2021). Specifically, MP density greatly determines the substance type they aggregate with and the depth where aggregation occurs (Besseling et al., 2017). MPs with densities close to that of water could disperse throughout the water column and rapidly form hetero-aggregate with SS, influenced by mixing and shear dispersion (Kukulka et al., 2012). Whereas, MPs with lower densities are more prone to aggregate with natural or anthropogenic non-polymer particles in the surface microlayer (Song et al., 2014). The collision frequency is also highly dependent on the relative size of MPs and SS (Besseling et al., 2017). In given conditions, smaller MPs are more likely to aggregate with SS or sand than larger particles, due to the higher surface energy and lower negative surface charge of the smaller particles, resulting in stronger Brownian motion, lower energy barriers, and greater collision efficiency (Sun et al., 2020; Y. Li et al., 2019; Dong et al., 2018).

In addition, the aggregation rates are also influenced by particle composition. Shams et al. (2020) found that PS nano-plastics illustrated higher stability than PE nano-plastics and attributed this to the difference in composition-dependent Hamaker constants of the particles, which could cause significant variations in van der Waals forces, hydrophobicity, and surface charge (Naguib and Cui, 2014). Stead and Bond (2023) found that among PP, HDPE, PET, and PVC particles, large PVC fragments ( ) showed the smallest negative zeta potential and the highest bio susceptibility, and therefore were able to attach the most river sediment and organic matter to the surface. These findings indicate that MPs made from different polymers may have distinct environmental fates, suggesting the importance of considering composition in understanding MP dynamics and their ecological impacts. Theoretical insights reveal that particle shape significantly influences
their aggregation by altering colloid interaction energy and electrophoretic mobility, leading to unique aggregation propensity in specific solutions (Afrooz et al., 2013; Bhattacharjee et al., 2000; Li and Ma, 2018). However, to this date, very limited studies focused on applying these findings to MPs, highlighting a crucial area for future research.

The influence of biological contamination on MP aggregation is complicated, affecting both the short-range force interactions governing attachment efficiency and the transport trajectories affecting collision frequency through physiochemical alterations (Junaid and Wang, 2021). In freshwater systems, MPs serve as substrates for diverse microorganisms and offer them abundant nutrient sources through adsorbing NOM from the water. Consequently, the growth of surface biofilm includes physiochemical alterations in the surface characteristics of MPs, thereby modifying the interactions between approaching particles (Wagner and Lambert, 2018; Leiser et al., 2020). EPS matrix, primarily constituting the surface biofilm, is often regarded as the root cause for these changes (Fig. 4). EPS mainly consists of polysaccharides, proteins, and DNA (Petrova and Sauer, 2012). The elongated molecules, linear or branched structures of polysaccharides and proteins exert significant influence on the three-dimensional architecture of the biofilm by forming complex networks on the particle surface. This effectively enhances the bridging capability of these solid supports, contributing to the formation of larger and denser aggregates than virgin MPs (Flemming and Wingender, 2010; Nouha et al., 2018). The EPS contains various functional groups, including acetyl, methyl, phosphoryl, hydroxyl, carboxyl, and amino groups, that can enhance the adhesive and cohesive properties (adsorption capability) of MPs (Flemming and Wingender, 2010). They can enhance the overall hydrophilicity of particles, while potentially increasing local hydrophobicity (Lagarde et al., 2016). Simultaneously, these groups can lead to an increase in positive and negative charges in different surface areas, and further increase their non-uniform distribution (electrostatic interactions) (Dickson and Koohmaraie, 1989). Therefore, the formation of biofilm and the deposition of EPS on the particle surface intensify MP aggregation through a complex interplay of attractive and repulsive forces, including electrical force, hydrogen bonding, chemical bonding, bridging force, and adsorption force (Wang et al., 2015; Nouha et al., 2018). Furthermore, surface biofilm and EPS in marine water can substantially accelerate the hetero-aggregation process (taking only a few hours) between MPs and biogenic particles, resulting in the formation of larger aggregates containing a higher proportion of biofouling MPs (Michels et al., 2018). Comparable effects of biofilms and EPS may also manifest for freshwater MPs but require further verification.

The interactions between biofilm and MP aggregation are highly complex and governed by the interplay of colonising species (Flemming and Wingender, 2010), plastic properties (Artham et al., 2009) and environmental conditions (Leiser et al., 2020). Lagarde et al. (2016) observed different patterns of gene expression during the colonization process of PP and high-density polyethylene (HDPE) by freshwater microalgae. They highlighted the substantial influence of plastic chemical composition on the type of long-term colonization, which led to distinct changes in the adhesion ability of PP and HDPE and subsequent aggregation behaviour. Cunha et al. (2019) suggested the existence of species-specific hetero-aggregation between MPs and EPS, with the dynamic process highly dependent on EPS characteristics (e.g. size, type, concentration, yield, stability) and MP size, aligned with (Lagarde et al., 2016; Cunha et al., 2020; Drago et al., 2020) studies. Leiser et al. (2020) found that iron oxide-containing colloids could induce hetero-aggregation between MPs, metals, and organisms. The adsorption concentration of metals was mainly regulated by the number of binding sites provided by MPs, which was influenced by the type of polymer. In addition to adhering to aquatic solids after biofouling, some studies mentioned that MPs could become part of existing homo-aggregates formed by microorganisms and EPS due to their
permeability, or directly adsorbed onto the cell walls of algae via intermolecular interactions and adsorptive forces. This leads to rapid sedimentation of MPs from surface water to bottom sediment (Nguyen et al., 2020; Lagarde et al., 2016; Peller et al., 2021; Michels et al., 2018).

Overall, the findings from existing research suggest the multifaceted nature of biological activities affecting MP aggregation in aquatic environments, stressing the demand of integrating physicochemical analyses with ecological insights for a thorough understanding of their interaction dynamics. However, the main limitation in current studies arises from the reliance on laboratory studies, which may not fully capture interacting real natural conditions, including UV irradiation and mechanical erosion. Particularly, the chemical composition and properties (e.g. adhesion and affinity) of biofilms and EPS formed in specific mediums like Tris-Acetate-Phosphate medium (Lagarde et al., 2016) can distinctly differ from those developed in natural aquatic environments, due to varied microbial gene expression associated with specific nutrients and hydraulic conditions (Bissell and Barcellos-Hoff, 1987). As a result, these unique biofilms and EPS may have distinct effects on MP aggregation compared to their natural counterparts, which require further research.

The weathering process of MPs primarily encompasses photodegradation, mechanical fragmentation, biodegradation, and thermaldegradation. These persistent processes fundamentally change MP physicochemical properties, including surface functional groups and roughness, thereby influencing their aggregation behaviour. For example, ultraviolet irradiation can introduce oxygen-containing functional groups such as the carboxyl group onto the surface of plastic particles or directly induce surface oxidation. This modification enhanced the negative potential of PE particles (PEs) and increased the electrostatic repulsion between PEs, preventing aggregation of aged PEs in monovalent electrolyte ( NaCl ) solutions ( Liu et al., 2019; Gao et al., 2022; Wang et al., 2023). Besides, mechanical abrasion, caused by interactions with sand, wind, or water, can generate smaller particles with heightened surface energy and promote Brownian motion, which theoretically can improve the collision rate (Enfrin et al., 2020). Conversely, the frequent and intensive current fluctuations induced by storms or other extreme environmental conditions may disrupt the already formed aggregates, particularly those with a loose structure bounded by weak forces (e.g. low van der Waals forces) (Vaughan et al., 2017; Enfrin et al., 2020), through the application of significant shear forces. Overall, the aggregation behaviour of weathered MPs in freshwater systems, particularly the hetero-aggregation, remains underexplored, indicating a substantial gap in our understanding that warrants further investigation.

As illustrated in Fig. 5, MPs and their aggregates near the bottom of freshwater systems are subject to the influence of local turbulence, experiencing a range of dynamic processes, including bed load transport, sedimentation, resuspension, consolidation, and compaction, leading to the establishment of high concentrations near the bed (Ji, 2017; Nel et al., 2018; B. He et al., 2020). This intricate interplay of MPs exchanging between the water column and the bottom layer holds a significant impact on determining MP fate within freshwater systems.

In theory, the motion of MPs along the bottom bed is influenced by the equilibrium between hydrodynamic and resistance forces stemming from gravity and interparticle interactions (Righetti and Lucarelli, 2007). Shear stress induced by the fluid’s motion is a pivotal hydrodynamic force, the magnitude of which significantly affects whether MPs undergo rolling and sliding, saltating, or suspension (Fig. 5). When the bottom shear stress surpasses a critical threshold, MPs initiate the movement and subsequently, a lower water velocity is sufficient to sustain this motion (Ballent et al., 2012; Ji, 2017; Waldschläger and Schüttrumpf, 2019). However, as particle size decreases, the impact of particle weight becomes negligible, making interparticle forces more influential in driving the incipient motion of smaller MPs under the influence of gravity (Righetti and Lucarelli, 2007).

In natural water bodies, two significant attractive forces come into play between MPs and cohesive sediments, including cohesion (van der Waals bonding) produced by the electrochemical interactions between chemically similar particles, and adhesion, referring to any additional binding forces caused by dissimilar substances between particles (Righetti and Lucarelli, 2007). The strength of interparticle forces is influenced by a combination of the physicochemical properties of MPs and sediments (e.g. mineralogical composition and surface charge), particle interactions (particularly aggregation), solution chemistry (e.g. salinity and organic matter concentration), and benthic organism activity (including biofilm and EPS production) (Ji, 2017). When the bottom shear stress is greater than the resistance force, MPs with lower settling velocities are more likely to suspend and settle repeatedly between the water column and bottom due to cyclic hydraulic forces, accompanied by aggregation and breakage. Otherwise, MPs remain stationary and gradually solidify due to increased cohesion and adhesion as the shear stress is insufficient to overcome the resistance force. Furthermore, mechanisms like film straining at the solid-liquid interface and pore exclusion could also potentially contribute to the movement of MPs within sediment (J. Li et al., 2020; Fries and Taghon, 2010).

Plastic retention in freshwater environments has been identified as a critical factor contributing to the discrepancy in plastic accumulation

between freshwater systems and oceans. Although the aforementioned force balance can provide a basic understanding of the transport of the deposited MPs, determining the complicated retention mechanisms driven by changing parameters remains challenging. Characteristics of MPs sampled from aquatic sediments can provide insights into these mechanisms. The majority of retained MPs in sediment samples exceed in size and possess relatively high densities, highlighting the influence of particle size and density on plastic retention (Yuan et al., 2019) (see Table 3). Previous studies have demonstrated that when the density of MPs is higher than water, the retention efficiency is highly associated with particle size, resulting in more than of MPs in sediment being larger than 0.2 mm . However, as the plastic density approaches that of the water, even a slight alteration in plastic density can lead to a marked change in retention efficiency, irrespective of
particle size (Besseling et al., 2017; Nizzetto et al., 2016). Furthermore, bottom sediments frequently exhibit a prevalence of low-density MPs (e. g. PE and PP), which could be attributed to the robust interparticle forces including charge attraction, that induce interactions with minerals, biofouling, and substance adsorption (Corcoran et al., 2015; Ballent et al., 2016; B. He et al., 2020).

Irregularly shaped plastics exhibit a higher tendency to transport even in less turbulent flows due to lower settling velocity and critical shear stress. However, among the various plastic types, fibres consistently emerge as the most abundant constituents in nearly every sediment sample (Tibbetts et al., 2018; Su et al., 2016; Jiang et al., 2018; Willis et al., 2017). This prevalence can be attributed not only to their numerous sources and contributions from anthropogenic activities but also to their distinctive characteristics, including elongated shape and

exceptionally high surface area-to-volume ratio, making them susceptible to being dragged downward by deposited sand grains, and then trapped among these grains due to the relatively high shear stress (Pohl et al., 2020; Waldschläger and Schüttrumpf, 2019). Moreover, investigations revealed a decreasing trend of plastic size with increasing sediment depth (Willis et al., 2017). Notably, the proportion of plastic fragments within sediments has shown an increasing tendency (Zhu et al., 2018), probably resulting from the mechanical fragmentation of rigid MPs (e.g. PS) interacting with sediment particles (Chubarenko et al., 2020). Nonetheless, the overall abundance of MPs in surface sediments consistently exceeds that of deeper sediment layers (Corcoran et al., 2015; F. Wu et al., 2020; Zheng et al., 2020).

To this date, our understanding of MP retention is primarily based on sediment analyses, a ‘black box’ method that cannot sufficiently explain the complex underlying mechanisms of MP dynamic. This approach fails to provide insights into how MPs interact with water flow, sediments, and biological activities, making it difficult to ascertain the pathways and timelines of MP settling onto riverbeds and the subsequent entrapment in sediments. The prevalence of fibres in sediment (e.g. 70.6-90.4 %, Zheng et al., 2020) not only stems from their abundant sources, but also results of the hydrodynamic actions. Therefore, using advanced fluid diagnostic technologies, such as the fluorescence imaging system (FIS) developed by Boos et al. (2021), to track the migration and deposition of MPs in sediment flows within a controlled artificial flume, is crucial. Future studies with advanced experimental flow diagnostics and measurement techniques can offer great potential for unravelling interplays between fluid dynamics, MP motion, and sediment characteristics.

Hydraulic (e.g. flow velocity and turbulence) and environmental (e. g. riverbed morphology, sediment coarseness, the relative size of sediment grains and microplastics) conditions play a crucial role in the retention process of MP retention (Hoellein et al., 2019; Corcoran et al., 2020; Waldschläger and Schüttrumpf, 2019; Nizzetto et al., 2016; Corcoran et al., 2015). Generally, high flow velocities can disrupt MP retention by generating substantial shear stress that leads to temporal variations in MP abundance, especially in surface sediments (Tibbetts et al., 2018; F. Wu et al., 2020; Gerolin et al., 2020). As research progressed, Hurley et al. (2018) noted that high-density MPs (1.2-1.8 ) are particularly sensitive to swift hydraulic changes, such as flood-related processes. Due to their larger particle weights, these MPs typically remain relatively stable under low-flow conditions. Consequently, the turbulence that sets them in motion can result in more pronounced concentration variations compared to lightweight MPs. L. Zhang et al. (2020) discovered that increased tidal current velocities can promote MP flocculation with sticky SS while causing a sharp drop of water lever, significantly enhancing MP settling and retention tendencies, with strong linear correlations between the flow velocity and MP concentration during both flood ( ) and ebb tide ( conditions. Additionally, it is also found that aquatic vegetation can act as a natural moderator for MP retention by slowing down flow velocity, enhancing critical shear stress, and serving both as a physical barrier and adhesive surface (F. Wu et al., 2020; L. Zhang et al., 2020; Helcoski et al., 2020). Vegetation canopies may also create scouring zones that prevent MP resuspension (F. Wu et al., 2020). Consequently, areas with dense vegetation are found to have significantly higher MP concentrations (e.g. 4-10 times in water and 2-3 times in sediments ( . Liu et al., 2022)) compared to non-vegetated areas (F. Wu et al., 2020; L. Zhang et al., 2020; Helcoski et al., 2020).

MP retention within aquatic sediments is heavily shaped by interactions with organic matter and sediment characteristics. Corcoran et al. (2020) measured the highest MP abundance in sediments enriched with organic debris and finest grain sizes. They attributed this to the close densities of organic debris and MP polymers that result in similar slow-settling velocities, leading to the accumulation of MPs and fine
debris in areas of weak hydrodynamic activity (Browne et al., 2010; Zhang et al., 2017). Fischer et al. (2016) observed a similar retention pattern, noting that the presence of organic matter enhances cohesion and adhesion between MPs and sediments. Additionally, the abundance of organic matter expedites biofilm formation on MP surfaces, transitioning them from hydrophobic to strongly hydrophilic and altering their polarities similar to sediments, thereby increasing their affinity with sediments (Van Melkebeke et al., 2020). This biofilm formation may also trigger biodegradation in long-term deposited MPs, particularly in deeper sediment layers, breaking them down into smaller fragments that further penetrate sediment layers through pore spaces (Niu et al., 2021). Vermaire et al. (2017) reported a competitive interaction between organic matter and hydrodynamics, where organic matter encourages the formation of larger, denser MP aggregates that are more likely to settle in the water column, reducing the impact of hydrodynamics on MP behaviour. Besides, some literature has highlighted the significance of sediment grain-scale flows and pressure-driven flows on particle retention (Fries and Taghon, 2010; Farizan et al., 2019). However, little information is available about how these specific flows impact MP retention.

Sediment remobilization can be classified into two main categories, including ‘suspended load’ referring to the transport of particles in suspension without direct contact with the sediment bed, and ‘bed load’ involving the transport of settled particles matter transport by rolling, sliding, and saltating while maintaining continuous contact with the bed (Ji, 2017). Bedload and suspended load transport are theoretically controlled by the critical shear stress, which is a key parameter primarily determined by particle size and density, and secondarily by particle shape and cohesive forces (Ji, 2017; F. Wu et al., 2020), usually determined through the Shields diagram or physical experiments (Waldschläger and Schüttrumpf, 2019; Shields, 1936). However, it is important to acknowledge that the Shields diagram is exclusively designed for uniform sediments. In studies involving non-uniform sediments, the ‘hiding-exposure effect’ must be taken into account. This phenomenon describes the positive relationship between grain size and its tendency to move, driven by its exposed position (Waldschläger and Schüttrumpf, 2019), particularly relevant in sediment remobilization studies involving non-uniform sediments.

Very few physical experiments have been conducted to investigate plastic remobilization behaviour in aquatic environments (Ballent et al., 2012; Waldschläger and Schüttrumpf, 2019; Ballent et al., 2013). The pioneering work on sediment resuspension was conducted by Shields (1936), who investigated the resuspension behaviour of sharp-edged amber cuttings (density: , mean diameter: 1.56 mm ) and angular brown coal (density: , mean diameter: ). They developed the classical Shields diagram showing the relationship between Shields critical shear stress and particle Reynolds number, commonly used for determining the critical shear stress for natural particles on a uniform sediment bed. Shields (1936) emphasised the relationship between particle remobilisation and particle diameter and weight, highlighting the limited influence of particle angularity on remobilization (Shields, 1936). Ballent et al. (2012) focused on the remobilization behaviour of three types of plastic pellets in a 20 cm diameter rotating chamber filled with salt water ( ). They found that most pellets with higher density ( ) and larger dimension ( 5.1 mm ) demonstrated greater resistance to high shear stress ( ) than those with a lower density ( ) and smaller size ( 4.7 mm ). Recently, Demiral et al. (2022) observed the motions and trajectories of five particle groups with elliptical shapes, density ( ), and diameters ( ) under different flow regimes (from supercritical with Froude number, Fr to fully
turbulent with ) in a laboratory-scale flume, emphasising that hydrodynamics and bed roughness are the most important parameters affecting particle trajectories, with particle characteristics (e.g. diameter and shape) being only a secondary influence. However, note that both smooth and mortar beds involved in their experimental conditions were quite different from uneven sediment bottoms in the natural environment.

Waldschläger and Schüttrumpf (2019) conducted a comprehensive study on the resuspension process of 14 different MP polymers (density: , mean diameter: , shape: cylinder, fragment, sphere, fibre and cubic) across four natural sediment types ( fine sand, and gravels, and their 1:1:1 mixtures). Results indicated that critical shear stress (0.002-0.233 ) was predominantly influenced by MP density, affecting the weight force, and grain size of the sediments affecting particle mobility through hiding-exposure effects. In contrast, MP diameter and shape, influencing the drag force, played a less significant role in particle mobility. Waldschläger and Schüttrumpf (2019) also noted that the increase in sediment coarseness tends to shift MP motion from sliding to jumping or saltation, indicating the significance of drag over lift force in this context. Despite Waldschläger and Schüttrumpf (2019) study simulating more realistic conditions approximating real-world, the ambiguous definition and assessment of the initial motion of particles still introduce uncertainties into the experimental results, and as such, a more standardised definition and judgement criteria are needed to rigorously assess MP transport processes over sediment beds. Understanding the resuspension dynamics of smaller MPs ( ), which make up the vast majority of MPs in aquatic environments (Gerolin et al., 2020; Jeevanandam et al., 2022), remains an important knowledge gap. Further research is also needed to quantify the influence of physical sediment properties, their non-homogeneity, and bottom topography variations on MP dynamics. For instance, the prevalent phenomenon of armouring in gravel-bed rivers, resulting from an extended period of flows over a mixed gravel bed, can reshape sediment surface structure by creating a coarse layer atop finer substrate (Ferdowsi et al., 2017). This armoured layer effectively enhances surface stability and resistance, inhibiting the movement of fine sediments, which in turn influence the dynamic behaviour of MPs at near bed boundaries. Considering these sediment surface structures is crucial for accurately predicting MP resuspension rates in natural aquatic environments and avoiding potential overestimations.

MP resuspension in natural environments is intricately linked to hydraulic conditions and climatic factors (Ballent et al., 2012; Fischer et al., 2016). Wind-induced waves and current velocity are two major hydrodynamic processes that generate surface and bottom shear stress to mobilize particles in a rolling or sliding motion (Ji, 2017). In rivers, the shear stress as the driving force is mainly developed by the current velocity, causing particles to move along the bed in the flow direction, whereas in lakes or estuaries, wind-induced waves with their strong mixing and oscillation effects play a more pronounced role in generating shear stress, resulting in the circulation and transport of MP particles (Pascolo et al., 2018). Generally, there is a negative correlation between MP abundance in sediments and hydrodynamic activities, as increased flow rate results in greater flow shear stress, thereby accelerating the incipient motion of MPs from the riverbed to the water column. For instance, laboratory tests by Li et al. (2022) showed that flow stress at a shear rate of could only suspend sediment surface MPs ( ), while the suspension rate increased dramatically (from to ) when the shear rate was increased to . Climatic factors such as heavy winds and precipitation can lead to increased turbulent currents and more rapid flow velocities, capable of mobilising the active layer of sediments and thus suspending more MPs ( Y . Zhang et al., 2020). Ockelford et al. (2020) observed a transition of river beds from a ‘sink’ of MPs under calm flow conditions to a ‘source’ of MPs
during floods in a controlled artificial flume, highlighting the critical role of the active layer evolution and flow regime characteristics in MP resuspension in coarse granular rivers. Similarly, Hurley et al. (2018) also observed a marked rise in MP concentration in the water column during the rainy seasons, attributed to the intensified flow velocities that lift more deposited MPs. Given that generally higher abundance of MPs can be found in surface sediments compared to deeper layers (Section 3.3.1), it is plausible that the majority of MPs entering natural aquatic systems undergo a cycle of settling on sediment surface under low flow conditions and being resuspended into the water column under high flow conditions. This highlights the strong seasonality effects on MP sedimentation and resuspension mechanisms, making it difficult to permanently retain MPs in deeper fluvial sediments (Li et al., 2022).

Freshwater bodies are dynamic systems with complex spatiotemporally varying flow characteristics influenced by turbulence, climatic events, and geomorphodynamics. Understanding MP transport and retention in freshwater systems is a challenging task due to the complex multi-faceted nature of flow processes in freshwater systems introducing significant challenges for understanding (Horton and Dixon, 2018). Once released into freshwater systems MPs are subject to a wide array of dynamic transport processes (e.g. diffusion, advection, and mixing) and a multitude of external climatic influences (e.g. precipitation, wind exposure, and various chemical and biological activities). Hence, understanding MP fate in such environments necessitates a detailed examination of a wide spectrum of environmental factors. The forthcoming sections (Sections 4.1 and 4.2) will therefore focus on analysing the transport characteristics of MPs in rivers and lakes, with a particular emphasis on the role of environmental variability in shaping their fate (see Fig. 2).

In river systems, MP movement and transport are predominantly governed by two processes, including advection, driven by the flow of water, and diffusion, promoted by turbulence. Unidirectional flow, governed by gravity and bottom slope, significantly distinguishes rivers from other freshwater systems (Ji, 2017). Gravity-driven flow is the fundamental driver of river streamflow, facilitating the rapid downstream advection of MPs from their releasing sources. Dispersion, encompassing both advective transport and diffusion, is the key underlying process contributing to MP dilution. Turbulence-induced dispersion mechanisms facilitate the formation of well-mixed profiles in both vertical and lateral directions across rivers. Dris et al. (2018) 19 -month field-based monitoring revealed that the temporal vertical variability ( ) of MP fibres ( with a mean of ) over a 3-hour sampling period was half as much as the lateral variability (52 %) and significantly less, by a factor of 5 to 10 , than the longitudinal variability (99-203 %).

Although current MP tracking techniques have limitations for fieldbased measurement in natural rivers, analysing MP abundance through sampling offers insights into the influence of riverine hydraulics and hydrology on MP dynamics (Eerkes-Medrano et al., 2015; Huang et al., 2021). Research data has shown the key role of river currents in transporting MPs, where swift flows disperse MPs extensively in short time spans (seconds to minutes) and slow flows promote MP accumulation over extended periods (years) (X. Liu et al., 2022; Horton and Dixon, 2018). This dynamic creates a concentration gradient of MPs from riverbanks ( fibres ) to channel centres ( fibres ), clearly demonstrating the variation in MP distribution according to flow conditions and morphology of rivers (Dris et al., 2018). Seasonal climate variability, especially during the wet seasons, characterised by spring tides, floods, and typhoons, further complicates spatial variations of MPs in river systems (Eo et al., 2019; Campanale et al.,

2020; Mancini et al., 2023). Climatic events such as intense rainfalls lead to increased runoff, delivering substantial amounts of terrestrial MPs into rivers (Eo et al., 2019), or cause severe floods to flush and scour the riverbed, resuspending MPs from the active layer of sediments (Hurley et al., 2018). Consequently, the temporal abundance of MPs spikes during the rainy season, showing a positive correlation with flow rates. Meanwhile, the turbulent flow during these events facilitates MP transport, leading to an upward trend in MP abundance in the downstream direction (Hurley et al., 2018; Eo et al., 2019; Sadri and Thompson, 2014). Hurley et al. (2018) discovered that severe flooding events could mobilise up to of sediment-embedded MPs downstream, consistent with the observation by Eo et al. (2019), who found a substantial rise in MP mean abundance from upstream ( particles ) to downstream ( particles ) along the Nakdong River.