王昱丹,桂维振,邵天杰,3,4*,朱娅娣,王艳华,3,4,王瑞媛,4,李东泽

无定河上游流域水体微塑料污染现状与分布特征

王昱丹1,桂维振2,邵天杰1,3,4*,朱娅娣1,王艳华1,3,4,王瑞媛1,4,李东泽1

(1.陕西师范大学地理科学与旅游学院,陕西 西安 710119；2.北京工业职业技术学院建筑与测绘工程学院,北京 100042；3.陕西省污染暴露与生态环境健康国际联合研究中心,陕西 西安 710119；4.陕西师范大学地理学国家级实验教学师范中心,陕西 西安 710119)

调查了黄河一级支流无定河上游干流和纳林河、海流兔河、榆溪河、芦河等支流水体微塑料的丰度和分布情况.结果显示:无定河上游流域水体微塑料的平均丰度为15.58n/L,范围2.5～35.63n/L.微塑料类型丰富,占比依次为PEG(62.96%)、PE(6.17%)、PPS(3.09%)、4-vinylbiphenyl(2.78%)、PCTG(2.47%)、PS(2.16%)、PTFE(2.16%)、PPSU(1.85%)、PMMA(1.54%)、其他(14.81%).超过96%的微塑料小于1mm,极易进入生物体富集.形状以碎片为主,其次是薄膜和颗粒状;大部分为透明或棕色,其他颜色占比约25%.基于微塑料的源特定分类体系,初步判定微塑料主要来源于农用地膜、个人洗护用品.结果表明无定河上游流域水体微塑料整体处于轻度污染水平.有毒有害塑料的滥用尤为需要引起关注.无定河上游流域位于毛乌素沙漠东南部的风沙滩地,其微塑料研究一方面揭示了风沙滩地水体微塑料的赋存现状和潜在污染风险;另一方面提供了一个典型案例,即以微塑料的视角,科学认识沙漠地区的城市发展和农业生产对水体环境的影响.

无定河；风沙滩地；水体微塑料；风险评估

日常塑料制品被使用和废弃后,在自然界中由于物理、化学或生物的作用,降解成为更小尺寸的塑料[1],其中直径小于5mm的塑料碎片和颗粒被称之为微塑料.作为一种新型污染物,微塑料这一概念最早由Thompson[2]在2004年提出.塑料不易被降解,由此导致了微塑料的环境持久性.在自然界中,微塑料因种类、形貌、粒径、老化程度等因素的差异可表现出截然不同的理化性质和环境行为,增加了其与重金属[3]、持久性有机污染物[4]等其他污染物相互作用时的复杂性,从而大大增加了微塑料对环境的危害[4-9],进而影响人体健康.如最新研究表明微塑料可通过多种作用机制导致肠道的炎症反应,其可能与炎症性肠病(IBD)的发生发展直接相关[10].

研究证明河流输入对微塑料在自然界的积累发挥了突出的作用[11].据统计,约80%的海洋塑料碎片来自陆地来源[12].河流微塑料污染情况同样突出,已在亚马逊河[13]、巴拉纳河[14]、维斯瓦河[15]、印度河[16]等河流发现显著的微塑料污染现象.中国作为塑料使用大国,塑料产品使用普遍、环保事业发展尚不成熟、国民环保意识亟待提升,现阶段的微塑料污染难以避免.多份调查研究显示,长江[17]、珠江[18]、松花江[19]等河流存在微塑料污染,但关于黄河流域水体微塑料的报道很少.

无定河作为黄河一级支流,地处黄土高原和毛乌素沙漠风沙过渡带,发源于陕西省白于山北麓,土壤侵蚀强烈,沟壑纵横,地形破碎水土流失严重,生态环境脆弱敏感[20].无定河上游为典型的风沙滩地,其河道两边土地利用类型以林地和耕地为主,城镇用地和耕地多沿河道分布.随着城镇化、工业化进程的加快,工业废水、生活污水和农业废水大量排入无定河流域,河流生态功能不断退化,环境风险防范工作面临更大的挑战,污染防治任务日益艰巨,群众生产生活和人体健康受到一定程度的影响和威胁[21].

本文以无定河上游流域为研究对象,包括榆溪河汇入口以西的无定河干流以及纳林河、海流兔河、榆溪河、芦河等支流区域.在实地调研的基础上,选取控制断面13个(如图1),并采集水体样品,在分析了微塑料的丰度、大小、聚合物类型、颜色和形状基础上,初步探讨了无定河上游流域水体微塑料污染的来源、程度和风险.本研究既展现了黄河主要支流的水体微塑料污染水平,也揭示了沙漠地区水体微塑料对人类活动的响应.

图1 无定河上游流域的控制断面位置与采样位置示意

1 材料与方法

1.1 样品采集

于2021年8月采用金属材质水样采样器,采集无定河上游流域水体断面样点13个,采样位置和样品编号状况见图1.首先,准确量取20L表层河水,然后使用500目的不锈钢筛过滤浓缩至125mL棕色玻璃瓶中[22].最后对样品进行编号和记录,并用锡箔纸密封好瓶口,保存于4℃冰箱.样品采集完毕后,尽快运回实验室测试.

1.2 样品制备

将运回实验室的水样上下摇匀,取10mL水样至500mL烧杯中,加入100mL 30%的过氧化氢溶液,用锡箔纸密封瓶口后置于磁力加热搅拌器(50℃, 120r/min )上消解48h,去除水中有机质.消解完成后过滤到0.22μm的玻璃纤维素滤膜上.将过滤好的膜放置在50mm的玻璃培养皿中放于鼓风式烘箱中35℃烘至恒重.

1.3 显微镜检查和鉴定

本研究采用体视显微镜对微塑料颗粒拍照计数,统计微塑料形状和颜色.用显微激光拉曼仪鉴定微塑料类型成分,Nano Measurer1.2测量粒径.微塑料的丰度由样点水体微塑料的数量除以水样体积而得,单位为 n/L.

1.4 质量保证与控制

为确保实验数据的准确性,防止周围环境的干扰,样品采集和处理过程中采用的玻璃和不锈钢器皿均用超纯水冲洗至少3次,并使用0.22μm的混合纤维素滤膜过滤,实验过程中实验人员身着纯棉实验服,处于无尘环境中进行样品的处理和分析.为避免不同人员在计数时所造成的识别误差,所有的样品分析过程均由同一实验人员完成.

1.5 生态风险评估

作为新型污染物,微塑料生态风险的评估方法并未成熟,尚缺少公认的权威评估模型.本文基于前人研究[23-26],选定污染负荷指数法和潜在生态风险指数法评估无定河上游流域水体微塑料的人体健康和潜在生态风险.

2 结果与分析

2.1 丰度和空间分布

微塑料的丰度与空间位置、环境、水文、气象等因素有关.本研究结果表明,无定河上游流域水体发生了显著的微塑料富集,平均丰度为15.58n/L,范围为2.5～35.63n/L.其中S10和S13样点最严重,丰度均高达35.63n/L,S3样点最低(2.5n/L),仅约为前者的1/14.

由图2可知,流域内部不同控制断面的水体微塑料丰度差异显著.首先断面S10位于无定河干流,且位于王圪堵水库和芦河汇入口的下游,由于其上游断面S11(芦河)的微塑料丰度较高及河道特征引起的水体动力环境差异[27]共同造成了微塑料在该点一定程度的累积,导致了其微塑料丰度最高位.断面S13的水样取自榆东灌溉区的灌溉水渠,来源于榆林城北的中营盘水库,农用地膜、农药瓶以及塑料包装袋是该灌区水体微塑料的主要输入源,也是导致断面微塑料污染严重的最主要原因.其次,断面S2位于榆溪河汇入口下游,微塑料丰度也较高.这与断面S2控制的是榆溪河流经榆林市城区的河段有关,且由于处于S2上游断面S1处微塑料丰度较低,因而断面S2处微塑料主要来自于榆溪河的汇入.城区居民区生活排放、农业活动及道路交通运输产生的织物纤维、农用地膜及橡胶碎片等塑料垃圾经河流迁移至S2断面,且S2河道变窄,河流流量低,流速缓慢,因此该断面微塑料丰度较高.此外,S2处大量的薄膜状塑料也能表明榆溪河上游农用地膜造成的微塑料严重污染[28].最后,断面S3位于榆溪河下游,流经榆阳区,应有较高的微塑料丰度,但该断面微塑料丰度最低(2.5n/L).一方面是由于S3断面河道宽,河流流量高,微塑料流动快,不易在该断面富集;另一方面是由于城市河道治理、人工拦蓄使得微塑料污染得以控制.

无定河上游流域地处西北风沙滩地,人口密度较小,常被认为水体微塑料丰度较低,不会产生严重的微塑料富集问题,然而事实并非如此.与长江支流香溪河[29](6.64±1.32)n/L、岷江成都段[30]6.11～ 44.08n/L、珠江广州段[18]8.9n/L、渭河[31]3.67～10.7n/L的调查结果相比,非但未出现显著偏低差距,甚至还更为严重.这说明无定河上游及其支流的水体微塑料富集已然较为显著,需要引起重视.

图2 无定河上游流域水体各控制断面的微塑料丰度

2.2 形貌

如图4所示,无定河上游流域水体微塑料形状主要涉及碎片、颗粒、薄膜、纤维和泡沫五大类,以碎片状为主,占比分别是:碎片(38.58%)、颗粒(26.85%)、薄膜(21.91%)、纤维(11.42%)、泡沫(1.23%).水样中典型微塑料形状如图3所示,显微镜观测显示碎片状厚度大,边缘粗糙,有明显的撕裂痕迹;颗粒状微塑料多为光滑圆润的球状或近似球状;薄膜状微塑料表现为厚度较小且边缘不明显;纤维状微塑料多呈现长且弯曲状;泡沫更近规则的球状,极具识别性且数量较少,多与保温箱等泡沫箱有关.

图3 无定河上游流域水体中典型微塑料形状

图4 无定河上游流域水体中微塑料形状百分比

经显微镜鉴定发现,无定河上游流域水体微塑料粒径范围在19.15～3079.32 μm内,差异不显著且小粒径(<1mm)微塑料高达95.99%(见图5),其余占比分别为:1～2mm(2.47%)、2～3mm(1.23%)、3～ 4mm(0.31%)、4～5mm(0%).其中,4～5mm大粒径的微塑料含量为零,这说明了当前微塑料粒径整体呈粒径越小,丰度越高的特点.而有研究表明粒径越小,其对其它污染物的吸附能力越强,对环境的危害越大[32].这也就表明防治微塑料污染的重要性.值得注意的是,S13包含4mm以下各类粒径大小的微塑料,这可能是由于该水样为灌溉水,流经农田,易受人类耕种影响,人类活动频繁,故而河流中新旧微塑料更替频繁,导致了该点微塑料尺寸大小不一的结果.

经显微镜鉴定发现,无定河上游流域水体微塑料中透明的数量最多,占比为34.57%,其次是棕色和白色,分别为24.69%和15.43%,同时其余彩色微塑料总体数量也不少(蓝、黑、黄、灰、绿、红、粉色总共占25.31%)(如图6).微塑料的颜色多样性表示微塑料源的多样性,即本研究结果中10种颜色的差异表明微塑料来源之间的差异.值得一提的是,白色和透明微塑料的占比达50%,与日常生活中白色及透明塑料制品较多这一现象相符.

图5 无定河上游流域水体中微塑料粒径百分比

图6 无定河上游流域中微塑料颜色百分比

2.3 成分与源解析

微塑料的成分鉴定对于其来源分析尤为重要[32].经显微激光拉曼光谱仪鉴定得出,在所有水样中共检测出44种类型、324个塑料制品.如图7所示,微塑料类型占比如下:PEG(聚乙二醇)62.96%、PE(聚乙烯)6.17%、PPS(聚苯硫醚)3.09%、4- vinylbiphenyl(4-乙烯基联苯)2.78%、PCTG(聚对苯二甲酸乙二醇酯-1,4-环己烷二甲醇酯)2.47%、PS(聚苯乙烯)2.16%、PTFE(聚四氟乙烯)2.16%、PPSU(聚亚苯基砜树脂)1.85%、PMMA(聚甲基丙烯酸甲酯)1.54%、其他类型总共占比为14.81%.其中,PEG是无定河水体中微塑料污染的主要类型.PEG应用广泛,主要是用于在化妆品、制药和工业中,用做基质、软化剂、润滑剂等.PE常用于食品包装、农业地膜和渔具的制作.

水体微塑料来源解析是实施无定河上游流域水体微塑料污染精确防控的关键环节.本研究采用普遍使用的微塑料源特定分类体系,将其来源大致分为微珠型、纤维型(小且细)、纤维型(长且粗)、颗粒型、薄膜型、橡胶型、泡沫型、其他型八大类[33].结果表明,无定河水体来源以其他型为主,占比46.9%(图8),多为由大硬碎片塑料破碎形成的小碎片,可能受水体冲击影响较大.值得指出的是,无定河和渭河虽同为黄河一级支流,且水体微塑料丰度相差不大,但其微塑料类型差异显著,前者主要为碎片状,但渭河主要是纤维状,这是由于渭河主要流经西安城区,西安的高人口密度导致了聚酯纤维状微塑料较多这一结果[30,34].其次,薄膜型占比21.9%,这是由于研究区域内气温较低,耕地农用地膜的使用量大,导致薄膜型微塑料在水体中的富集.然后,微珠型微塑料占比为17.6%,该类微塑料主要是源于区域内人类生活的个人护理消费品.最后,纤维型(小且细)(6.5%)、纤维型(长且粗)(4.9%)、泡沫型(1.2%)和颗粒型(0.9%)微塑料占比较低,均低于10%.因此,基于上述来源分类方法,初步确定研究流域水体微塑料主要来源于农用地膜、个人洗护用品等,其输入途径可能为人类活动、大气沉降及风力运输.

图7 无定河上游流域水体中微塑料类型百分比

图8 无定河上游流域水体中微塑料来源分类百分比

2.4 生态风险评估

2.4.1 污染负荷指数法(PLI) 污染负荷指数评价结果显示采样区域微塑料污染等级整体属于Ⅰ级(轻度污染),表明无定河微塑料污染状况良.由图9可知,各断面的微塑料污染表现出不同的PLI值(1.00～3.77),但差异较小,通过公式计算得出研究区域整体PLI值(PLIt)为2.16,均属于Ⅰ级污染.PLI 值最高出现在S10和S13断面,这可能是由于该断面均位于农田附近,因此所受污染较为严重,对无定河微塑料污染贡献程度高.微塑料污染的 PLI 值最低出现在S3断面,其位于居民区附近,由于地区人口密度较低,其塑料使用程度不及农田中的农用地膜等,因此对无定河微塑料污染贡献程度最低.

值得注意的是,污染负荷指数法[23]最初被用来评估重金属生态的风险,其以微塑料丰度为指标,因此其分布特征与微塑料丰度特征保持一致.除此之外,该模型估算结果还取决于0的选择,本文选用研究区的最小浓度作为背景值,即参考值.但当前微塑料研究尚未给定一个确定的微塑料浓度参考值[35],导致了研究结果的差异性,未来应进一步明确不同环境介质中微塑料丰度的安全阈值,确定标准化的分析方法,不能仅仅依赖于引用,这对于准确量化微塑料污染水平和生态风险具有重要意义.

2.4.2 潜在生态风险指数法(RI) 为进一步评估微塑料丰度及成分对生态环境的影响,本研究使用潜在生态风险指数法[36]将微塑料浓度与单一微塑料生态污染指数相结合,全面评估微塑料的生态风险.结果表明,研究区域整体潜在生态风险等级为Ⅲ级(中度污染).各断面的潜在风险指数RI在0～255.5之间,其中S1、S3、S7、S13四个断面风险等级为Ⅲ级,S2、S4、S5、S10、S11风险等级为Ⅱ级,S6、S8两个断面风险等级为Ⅰ级.值得一提的是,断面S9和S12由于其微塑料种类的污染指数为零,综合计算得出该点的RI值为0.RI值最高的是断面S3,其微塑料浓度虽然最低,但由于该断面检测出的PMMA污染指数较高,导致了该点RI值最高.通过计算模型可以得知,RI值取决于微塑料具体种类的污染指数.该方法将微塑料浓度与单一微塑料生态污染指数相结合,从丰度及成分上对微塑料危害程度进行一个相对全面的评价.

表1 无定河上游流域各控制断面RI值

注:“-”为无污染等级.

图9 无定河上游流域微塑料PLI和RI值及变化趋势

综上,总体研究区域微塑料污染状况良好,但由于各类微塑料污染指数的不同,导致了各断面所得结果与污染负荷指数法的结果差异较大.如断面S1、S3和S7的RI值远高于PLI值,这是由于其微塑料浓度虽低,但有毒有害微塑料由于难降解、易释放有毒物质等特质,导致其污染指数较高.断面S2的PLI值远高于RI值,造成这一结果是由于其微塑料丰度虽高,但该断面的微塑料种类对人体危害较低.故而,针对无定河上游流域微塑料污染的防治,在维持现状的基础上需要加强防范,严禁难降解、易释放有毒物质的有毒塑料的使用,防止污染进一步加剧.除此之外,在今后对环境中微塑料的生态风险评价中,应综合考虑聚合物毒性、丰度等因素对该地区造成的环境风险.

3 结论

3.1 无定河上游流域水体中微塑料丰度范围为2.5～35.625n/L,其平均丰度为15.58n/L,与其他淡水河流微塑料研究相比,无定河上游水体的微塑料丰度处于中等水平.

3.2 无定河上游流域水体中的微塑料含量与其粒径呈负相关关系,碎片、透明和PEG类微塑料最为常见.这些微塑料可能主要来源于农用地膜、个人洗护用品,其输入途径可能为人类活动、大气沉降及风力运输.

3.3 微塑料污染负荷指数(PLI)和潜在生态风险指数(RI)表明,无定河上游流域水体中微塑料整体污染程度较轻,虽然局部地区的生态风险指数达到III类水平,但成灾的可能性较低.

[1] Luo H W, Liu C Y, He D Q, et al. Environmental behaviors of microplastics in aquatic systems: A systematic review on degradation, adsorption, toxicity and biofilm under aging conditions [J]. Journal of Hazardous Material, 2022,423(2):126915.

[2] Thompson R C, Olsen Y, Mitchell R, et al. Lost at sea: Where is all the plastic [J]. Science, 2004,304(5672):838.

[3] 冯天朕,陈 苏,陈 影,等.微塑料与Cd交互作用对小麦种子发芽的生态毒性研究[J]. 中国环境科学, 2022,42(4):1892-1900. Feng T Z, Chen S, Chen Y, et al. Ecotoxicity of microplastic and Cd interaction on wheat seed germination [J]. China Environmental Science, 2022,42(4):1892-1900.

[4] Wang S S ,Xue N N ,Li W F , et al．Selectively enrichment of antibiotics and ARGs by microplastics in river, estuary and marine waters [J]. The Science of the Total Environment, 2020,708:134594.

[5] Strungaru S A, Jijie R, Nicoara M, et al. Micro-(nano) plastics in freshwater ecosystems: Abundance, toxicological impact and quantification methodology [J]. TrAC: Trends in Analytical Chemistry, 2019,110(1):116-128.

[6] Zhou A G, Zhang Y, Xie S L,et al. Microplastics and their potential effects on the aquaculture systems: a critical review [J]. Review in aquaculture, 2021,13(1):719-733.

[7] Miloloža M, Kučić Grgić D, Bolanča T, et al. Ecotoxicological Assessment of Microplastics in Freshwater Sources-A Review [J]. Water, 2021,13(1):56.

[8] Du J, Zhou Q, Li H, et al. Environmental distribution, transport and ecotoxicity of microplastics: A review [J]. Journal of Applied Toxicology, 2021,41(1):52-64.

[9] He B, Wijesiri B, Ayoko G A, et al. Influential factors on microplastics occurrence in river sediments [J]. Science of The Total Environment, 2020,738:139901.

[10] Yan Z, Liu Y,Zhang T,et al.Analysis of microplastics in human feces reveals a correlation between fecal microplastics and inflammatory bowel disease status [J]. Environ Sci Technol, 2022,56(1):414-421.

[11] 周如月,刘俊勇,韦锃弦,等.水体及沉积物微塑料污染对近海养殖海区的生态风险[J]. 环境化学, 2023,42(8):1-10. Zhou R Y, Liu J Y, Wei L X, et al. Ecological risks of microplastic pollution of water and sediment to offshore aquaculture areas [J]. Environmental Chemistry, 2023,42(8):1-10.

[12] Jambeck J, Geyer R,Wilcox C , et al. Plastic waste inputs from land into the ocean [J].Science , 2015,347:768–771.

[13] Gerolin C R, Pupim N, Sawakuchi A O, et al. Microplastics in sediments from Amazon rivers, Brazil[J]. Science of The Total Environment, 2020,749:141604.

[14] Mitchell C, Quaglino M C, Posner V M, et al. Quantification and composition analysis of plastic pollution in riverine beaches of the lower Paraná River, Argentina [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2021,28(13):16140-16151.

[15] Sekudewicz I, Dbrowska A M , Syczewski M D. Microplastic pollution in surface water and sediments in the urban section of the Vistula River (Poland) [J]. Science of The Total Environment, 2020, 762:143111.

[16] Tsering T, Sillanpää M, Sillanpää M, et al. Microplastics pollution in the Brahmaputra River and the Indus River of the Indian Himalaya [J]. Science of The Total Environment, 2021,789:147968.

[17] 张 胜,潘 雄,林 莉,等.长江源区水体微塑料组成及分布特征初探[J]. 长江科学院院报, 2021,38(4):12-18. Zhang S, Pan X, Lin L, et al. Discussion on the composition and distribution characteristics of microplastics in the source area of the Yangtze River [J]. News of Yangtze River Academy of Sciences, 2021, 38(4):12-18.

[18] Yan M, Nie H, Xu K, et al. Microplastic abundance, distribution and composition in the Pearl River along Guangzhou city and Pearl River estuary, China [J]. Chemosphere, 2019,217(FEB.):879-886.

[19] 李昀东.哈尔滨城市内河中微塑料赋存特征、源解析及环境影响因素[D]. 哈尔滨:哈尔滨师范大学, 2022. Li Y D. Characteristics, source analysis and environmental influencing factors of microplastics in inland rivers of Harbin city [D]. Harbin: Harbin Normal University, 2022.

[20] Wang T, Xu L, Hu Y, et al. Spatial and temporal changes of soil erosion in Wuding River Basin, Shaanxi Province, China [J]. Research of Environmental Sciences, 2017,30(9):1355-1364.

[21] 李宗善,杨 磊,王国梁,等.黄土高原水土流失治理现状、问题及对策 [J]. 生态学报, 2019,39(20):7398-7409. Li Z S, Yang L, Wang G L, et al. Status, problems and countermeasures of soil erosion control on the Loess Plateau [J]. Journal of Ecology, 2019,39(20):7398-7409.

[22] 李君薇.水体中微塑料的采集、分离及检测技术研究进展[J]. 塑料科技, 2021,49(8):113-116. Li J W. Progress on the collection, separation and detection of microplastics in water [J]. Plastics Technology, 2021,49(8):113-116.

[23] Tomlinson D L, Wilson J G, Harris C R, et al. Problems in the assessment of heavy-metal levels in estuaries and the formation of a pollution index [J] Helgol. Meeresunters, 1980,33(1-4):566-575.

[24] Lithner D, Larsson A, Dave G. Environmental and health hazard ranking and assessment of plastic polymers based on chemical composition [J]. Science of the Total Environment, 2011,409(18): 3309-3324.

[25] Ranjani M, Veerasingam S, Venkatachalapathy R, et al. Assessment of potential ecological risk of microplastics in the coastal sediments of India: A meta-analysis [J]. Marine Pollution Bulletin, 2021,163: 111969.

[26] Xu P, Peng G, Lei S, et al. Microplastic risk assessment in surface waters: A case study in the Changjiang Estuary, China [J]. Marine Pollution Bulletin, 2018,133:647-654.

[27] 毛羽丰.微塑料对蛋白核小球藻的毒理学效应及其聚集动力学研究[D]. 重庆:重庆大学, 2019. Mao Y F. Toxicological effects of microplastics on protein nuclear Chlorella species and their aggregation kinetics [D]. Chongqing: Chongqing University, 2019.

[28] Ren S Y, Kong S F, Ni H G. Contribution of mulch film to microplastics in agricultural soil and surface water in China [J]. Environmental Pollution, 2021,291:118227.

[29] 陈圣盛,李卫明,张 坤,等.香溪河流域微塑料的分布特征及其迁移规律分析[J]. 环境科学, 2022,43(6):3077-3087. Chen S S, Li W M, Zhang K, et al. Analysis of the distribution characteristics and migration rules of microplastics in Xiangxi River Basin [J]. Environmental Science, 2022,43(6):3077-3087.

[30] Li X T, Liang R F, Li Y, et al. Microplastics in inland freshwater environments with different regional functions: A case study on the Chengdu Plain [J]. Science of The Total Environment, 2021,789: 147938.

[31] Ding L , Mao R F , Guo X T , et al. Microplastics in surface waters and sediments of the Wei River, in the northwest of China [J]. The Science of the Total Environment, 2019,667:427-434.

[32] 刘 鹏,王焓钰,吴小伟,等.粒径对聚苯乙烯微塑料吸附环丙沙星的影响[J]. 环境化学, 2020,39(11):3153-3160. Liu P, Wang H Y, Wu X W, et al. Effect of particle size on the adsorption of ciprofloxacin by polystyrene microplastics [J]. Environmental chemistry, 2020,39(11):3153-3160.

[33] 刘咏雪.贵阳市南明河流域微塑料分布特征及风险评估研究[D]. 贵阳:贵州大学, 2022. Liu Y G. Study on the distribution characteristics and risk assessment of microplastics in Nanming River Basin, Guiyang City [D]. Guiyang: Guizhou University, 2022.

[34] Wang T, Zou X, Li B, et al. Preliminary study of the source apportionment and diversity of microplastics: Taking floatingmicroplastics in the South China Sea as an example [J]. Environmental pollution, 2019,245:965-974.

[35] Everaert G, Cauwenberghe L V, Rijcke M D , et al. Risk assessment of microplastic in the ocean:modelling approach and first conclusions [J]. Environmental Pollution, 2018,242:1930-1938.

[36] Li R, Yu L, Chai M,et al. The distribution, characteristics and ecological risks of microplastics in the mangroves of Southern China [J]. The Science of the Total Environment, 2020,708:135025.

Water microplastics pollution and distribution characteristics in the upper Wuding River Basin.

WANG Yu-dan1, GUI Wei-zhen2, SHAO Tian-jie1,3,4*, ZHU Ya-di1, WANG Yan-hua1,3,4, WANG Rui-yuan1,4, LI Dong-ze1

(1.School of Geography and Tourism, Shaanxi Normal University, Xi'an 710119, China；2.School of Architecture and Surveying and Mapping Engineering, Beijing Polytechnic College, Beijing 100042, China；3.Shaanxi International Joint Research Center on Pollution Exposure and Eco-environmental Health, Xi'an 710119, China；4.Geography National Experimental Teaching Center, Shaanxi Normal University, Xi 'an 710119, China)., 2023,43(10)：5583～5590

In this study, We investigated the abundance and distribution of microplastics in the upper main stream of the Wuding River, a first-order tributary of the Yellow River, and the tributaries of the Nalin River, the Hailiu Rabbit River, the Yuxi River and the Lu River. The results showed that: The average abundance of microplastics in the water bodies of the upper Wuding River Basin was 15.58n/L, ranging from 2.5 to 35.63n/L. Microplastic types were abundant, with the percentages of PEG (62.96%), PE (6.17%), PPS (3.09%), 4-vinylbiphenyl (2.78%), PCTG (2.47%), PS (2.16%), PTFE (2.16%), PPSU (1.85%), PMMA (1.54%), others (14.81%). More than 96% of the microplastics were less than 1mm, which was very easy to enter the enrichment of organisms. The shape is dominated by fragments, followed by films and granules; most of them were transparent or brown, and other colors accounted for about 25%. Based on the source-specific classification system of microplastics, it was initially determined that microplastics mainly originated from agricultural mulch film and personal toiletries. The results indicate that the overall risk of microplastics in water bodies in the upper watershed of the Wuding River was at a mild pollution level. The abuse of toxic and harmful plastics was of particular concern. The study of microplastics in the upper Wuding River basin, which is located in the windy beach area in the southeastern part of the Mawusu Desert, on the one hand reveals the current status and potential pollution risk of microplastics in the windy beach area; on the other hand, it provides a typical case of scientific understanding of the impact of urban development and agricultural production on the water environment in the desert area from the perspective of microplastics.

Wuding River；wind-blown sand beach；water microplastics；risk assessment

X522

A

1000-6923(2023)10-5583-08

2023-03-20

共青团陕西省秦岭生态环境保护科学考察项目(202303);北京工业职业技术学院重点课题(BGY2021KY-07Z);国家自然科学基金面上项目(42277207);咸阳市重点研发计划(2022ZDYF046);陕西林业科技创新重点专项(SXLK2023-02-4);西安市软科学项目(22RKYJ0039);陕西师范大学学科建设经费资助项目

* 责任作者, 副教授, tjshao@snnu.edu.cn

王昱丹(2000-),女,四川安岳人,陕西师范大学硕士研究生,主要从事水体微塑料方面研究.wyd2000@snnu.edu.cn.

王昱丹,桂维振,邵天杰,等.无定河上游流域水体微塑料污染现状与分布特征 [J]. 中国环境科学, 2023,43(10):5583-5590.

Wang Y D, Gui W Z, Shao T J, et al. Water microplastics pollution and distribution characteristics in the upper Wuding River Basin [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5583-5590.