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微塑料容易被海洋生物摄食，并通过食物链传递，影响海洋生态系统的稳定[1]. 微塑料比表面大，疏水性极强，不易降解，容易吸附环境中的有机污染物、重金属及病原体，产生更高的复合生物毒性[2]. 微塑料的分布具有全球性，广泛存在于海洋及近岸生态系统、淡水区域河流湖库生态系统、土壤和沉积物系统及生物体内等[3]. 研究人员发现大西洋、印度洋、南太平洋甚至南极洲附近海域均有微塑料的踪迹[2]. 近年来，我国研究人员也对海洋微塑料的分布展开了调查，渤海、黄海、东海和南海海域均被发现大量微塑料成分，在淡水区域河流、湖库及西藏高原偏远湖泊湖岸沉积物均发现微塑料的存在[4].
河流是陆源微塑料进入海洋的主要途径，江河入海河口区域是连接陆源淡水生态系统与海洋生态系统的重要过渡区，与海洋中微塑料相比，入海河口微塑料污染情况及分布特征研究较少. 南渡江入海河口作为岛屿河流流域与海域典型的过渡区之一，当前仍未了解其微塑料污染特征. 本文通过调查研究南渡江入海口水体微塑料的污染状况和空间分布特征，以期更好了解陆源输入微塑料对海洋的影响，为评估我国近岸海域微塑料污染现状提供支持.
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本研究根据南渡江水系特点，以南渡江入海河口为研究区域，在入海河口以扇形布设9个点位，具体采样点位如图1所示.
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本研究于2021年9月采集南渡江入海河口海水样品，每个点位以拖网方式采集1个表层海水样品. 采样工具为孔径330 μm的浮游生物网，拖网时间范围为10—15 min，拖网结束后，缓慢收起拖网，用海水自上而下反复冲洗网具外侧，确保微塑料等附着物均被收集于网底管内，将采集的样品转移至玻璃瓶中，并置于冰箱中冷藏保存.
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拖网采集的样品中除了微塑料外，还有水生动物、浮游植物及悬浮物等非塑料混杂物，需对样品进行筛网过滤、样品烘干、氧化消解、密度分离、抽滤烘干处理等步骤. 具体过程为：将样品依次通过孔径为5 mm和0.3 mm的不锈钢筛网，用去离子水反复冲洗筛网的截留物，将截留于0.3 mm筛网的残留物转移至烧杯中，并置于（60±1）℃自然对流烘箱内烘干；待试样烘干后，加入20 mL 0.05 mol·L−1的催化剂硫酸亚铁溶液和20 mL 30%的过氧化氢除去生物残体，反复加入20 mL 30%的H2O2直至残渣完全消解；消解结束后，将消解液转移至漏斗中，按每20 mL消解液加入7.5 g固体NaCl进行密度分离；待静置过夜后，从漏斗下端缓慢流出固体氯化钠和沉降杂质，将上清液转移至0.45 μm的玻璃纤维滤膜上抽滤，并用去离子水反复冲洗漏斗和滤膜，将滤膜置于60 ℃自然对流箱中烘干，待烘干后通过体式显微镜（ZEISS，Stemi508）对样品的形状、粒径、颜色等物理特性进行测量和记录，利用显微傅立叶红外光谱仪（赛默飞世尔科技，NICOLET IN10）对样品的化学成分进行测定[5].
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本研究采用Tomlinson的污染负荷指数法[6]（Pollution Load Index,PLI）和Lithner的塑料聚合物风险指数[7]（Polymer hazard index,PHI）对南渡江入海河口表层海水微塑料的污染状况和聚合物危害进行风险评估. PLI公式为
${ {{\mathrm{P}\mathrm{L}\mathrm{I}}_{\mathrm{z}\mathrm{o}\mathrm{n}\mathrm{e}}=\sqrt[\mathrm{n}]{{\mathrm{P}\mathrm{L}\mathrm{I}}_{1}\times {\mathrm{P}\mathrm{L}\mathrm{I}}_{2}\cdots \times {\mathrm{P}\mathrm{L}\mathrm{I}}_{n}}，\mathrm{P}\mathrm{L}\mathrm{I}}_{n}=\sqrt{C/{C}_{0}}} $ ，式中：C为某采样点的微塑料丰度，C0为微塑料丰度的背景参考值，PLIn为某采样点的污染负荷指数；n为采样点个数；PLIzone为研究区域的污染负荷指数. 参数C0通常选择同类型采样方式和分析方法测得微塑料丰度的最小值为参考值，本文选择先前文献报导的海水中出现的微塑料丰度最小值（0.01 个·m−3 ）为参考值[8]. PHI公式为${ \mathrm{P}\mathrm{H}\mathrm{I}=\sum {P}_{n}\times {S}_{n}} $ ，式中：Pn为微塑料中聚合物类型的百分比，Sn为聚合物类型的风险评分. 聚合物风险评分[7]见表1，微塑料污染的风险等级[8]见表2. -
南渡江入海河口表层水体中共检测到1269个微塑料，微塑料丰度范围为0.16—1.27个·m−3，平均丰度为0.44个·m−3，其中1#点位微塑料丰度最高，为1.27个·m−3；8#、2#、3#点位微塑料丰度分别为0.65个·m−3、0.55个·m−3、0.50个·m−3；其余点位丰度均小于0.30个·m−3，见表3；从空间分布看，近河口区域微塑料的平均丰度（0.77个·m−3）最高，是中间区域（0.18个·m−3）的4倍，远河口区（0.37个·m−3）的2倍，且离河口最近的1#点位丰度最高，有研究成果表明，南渡江流域的微塑料[9]范围为90—850个·m−3，远高于本次调查结果，因此，说明该区域微塑料受到河流输入影响.
与国内外其他入海河口相比，南渡江入海口微塑料的丰度低于珠江入海河口[10]（3.97个·m−3）和韩国洛东江入海河口[11]（0.88个·m−3），原因可能是珠江和洛东江流域人口密集，工业较发达，人类活动较强，而南渡江流域人口密度相对较小、人类活动较弱，南渡江入海河口微塑料丰度较低，说明南渡江流域受人类活动的影响小于其他河流流域；与国外其他海域相比，南渡江入海口微塑料的丰度远低于经济较发达的日本海（3.74个·m−3）、旅游业较旺盛的爱琴海（7.68个·m−3）及人口较密集的东印度洋（1.18个·m−3），高于人类活动较少的西北太平洋（0.13个·m−3）、西大西洋（0.06个·m−3）和南沙群岛（0.056个·m−3）[8]，可见，微塑料污染与人类活动及经济社会发展水平关系密切[9]；根据《2021年中国海洋生态环境状况公报》公布我国海洋微塑料平均丰度为0.44个·m−3，其中渤海、黄海、东海和南海北部微塑料平均丰度分别为0.74、0.54、0.22、0.29个·m−3，与国内海域相比，南渡江入海口微塑料平均丰度与2021年我国海洋微塑料平均丰度相同，低于渤海和黄海，高于东海和邻近的南海. 因此，与国内外主要海域同类型的研究结果相比，南渡江入海河口塑料平均丰度处于中低水平.
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本调查共发现了聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）、聚乙烯聚丙烯共聚物（PP:PE）、聚苯乙烯（PS）、聚对苯二甲酸乙二酯（PET）、聚丙烯腈（PAN）、聚酰胺（PA）、聚氨酯（PU）和聚氯乙烯（PVC）等9种不同成分的微塑料. 其中PE、PP、PS、PET和PP:PE占比分别为28.7%、27.4%、17.8%、12.8%和9.8%，而PU、PA、PAN和PVC相对较低，共占3.5%. 南渡江入海河口微塑料的主要成分为PE和PP，因为PE和PP是消费量最大、使用范围最广[12]的塑料制品，广泛用于制造日常塑料制品、塑料袋、食品包装袋、湿巾纸尿裤、保鲜膜和农用地膜等产品，因此，人类生产生活中常使用塑料制品的均有可能是PE和PP微塑料的来源，这一结果与珠江入海口[10]微塑料的主要成分相同.
从空间分布看，PE、PP、PET和PS在各点位均有检出，其中PE在各点位的占比无明显差异，PP和PET在近河口区（1#—3#）的占比均高于中间区域（4#—7#）和远河口区（6#—9#），可能是由于PP和PET微塑料比表面大，容易吸附微生物、重金属及有机污染物等，这类塑料向海洋迁移过程中密度增大而发生沉降；PS则相反，其近河口区域的丰度和占比均低于中间区域和远河口区域，而南渡江流域PS泡沫占比较少[9]，因此，南渡江入海河口区域微塑料也受到外源输入影响. PS塑料易于脱落，密度较小，不易沉降利于迁移，且广泛用于水产养殖行业[13]等特点是其成为外源输入微塑料的重要因素.
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海洋环境中的微塑料具有形态各异、大小不一、形貌难以量化等特点. 按形状划分通常可分为泡沫、片状、颗粒、线状、薄膜和纤维等类型. 南渡江入海河口表层海水中存在上述6种形状的微塑料，不同形状的微塑料如图2所示. 数据统计发现，该区域不同形状微塑料占比无明显差异，微塑料的主要形状为片状（22.7%）、纤维（22.6%）、线状（18.7%）、泡沫（16.7%）和颗粒（16.2%）. PET可分为纤维类和非纤维类，纤维类PET泛用于制造纺织品和渔网等[14]，非纤维类PET主要用于生产塑料瓶和薄膜等[15]. 结合微塑料成分发现，南渡江入海河口纤维状PET占比高达46.1%，纤维状PET可能由衣物等纺织品洗涤脱落于洗涤废水中，经污水处理后仍有部分排入南渡江中；线状PET可能来自于丢弃的渔具渔网；PET也是矿泉水瓶的主要原材料，片状PET可能是矿泉水瓶[13]废弃于环境中，在物理、化学和生物等组合作用下破碎成微塑料，最终由地表径流进入海洋系统.
南渡江入海河口表层海水中的微塑料颜色较丰富，有白色、半透明、蓝色、黑色、黄色、灰色、红色、绿色和紫色9种颜色，以白色（45.4%）和半透明（29.4%）的微塑料为主，其次是蓝色（7.3%），其他颜色的微塑料较少，所占比例均不足5%. 按照<1 mm、1—2 mm、2—3 mm、3—4 mm、4—5 mm的粒径将微塑料分为5类，粒径较小（<1 mm和1—2 mm）的微塑料，占比近60%，其次是大粒径（2—3 mm和3—4 mm）的微塑料占比为32.6%，从空间分布来看，近河口区域小粒径（<1 mm和1—2 mm）的微塑料占比较高，远河口区域大粒径（2—3 mm、3—4 mm和4—5 mm）占比较高.
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本研究采用污染负荷指数法（PLI）和聚合物风险指数法（PHI）对南渡江入海河口微塑料污染现状进行风险评估. PLI指数的计算是基于微塑料丰度与背景参考值C0之比，C0的选择对于微塑料污染负荷风险评估至关重要. 研究人员常以先前或当前研究中出现的最低浓度作为C0，本文参照李常军等[8]选择相关文献报导的最低值0.01个·m−3作为C0计算PLI指数.
南渡江入海河口区域微塑料的PLI指数为5.85，风险等级为Ⅰ（低风险），与南海海域[8]处于同一等级，其中距河口最近的1#点位PLI值（11.27）最高，风险等级为Ⅱ（中低风险），其余点位均为Ⅰ级，见表4. PHI指数则以聚合物占比乘以聚合物的风险评分进行计算，弥补了PLI指数仅考虑了微塑料丰度的不足. 南渡江入海河口区域微塑料的PHI指数为143.5，风险等级为Ⅳ（中高风险），从点位看，PHI风险等级主要由6#、2#、4#和7#的PHI值决定，上述点位PHI值较高的主要原因是存在风险评分较高的PU、PAN等聚合物，其中6#和2#点位PU分别占8.2%和4.5%，4#和7#点位PAN和PU的占比均大于1%. 南渡江入海河口微塑料污染负荷较低，污染风险主要来自PU、PAN等高风险评分聚合物，因此，从源头上研发可降解的PAN和PU塑料替代品，提高该类塑料制品的回收利用率，有利降低微塑料的污染风险水平.
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（1）本调查发现了1269个微塑料，微塑料丰度范围为0.16—1.27个·m−3，平均丰度为0.44个·m−3，主要成分为PE和PP，颜色以白色和半透明为主，形状以纤维和片状为主，粒径以小于2.0 mm的微塑料为主，占比为56.8%.
（2）南渡江入海河口微塑料丰度与国内外其他河口、海域同类研究结果相比处于中低水平，微塑料的污染负荷（PLI）处于低风险水平，聚合物危害指数（PHI）处于中高风险水平.
（3）南渡江入海河口区域微塑料污染受人类活动影响较明显，既受到河流输入影响，也受到外源输入影响. 人类使用较多的日用塑料品、塑料袋、食品包装袋、膜状塑料品等均可能为微塑料的来源，衣物等纺织品脱落的纤维、水产养殖业使用较多聚苯乙烯泡均为微塑料的主要来源之一.
南渡江入海河口水体中微塑料污染特征及风险评估
Pollution characteristics and risk assessment of microplastics in estuary water of Nandu River
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摘要: 南渡江入海河口作为海南河流流域和海洋的主要过渡区之一，当前仍未了解其微塑料污染特征. 本文以南渡江入海河口为研究对象，以河口为中心扇形布设9个采样点位进行微塑料监测，结果显示，微塑料的主要成分为聚乙烯（28.7%）和聚丙烯（27.4%）；以粒径<2.0 mm居多（56.8%）；平均丰度为0.44个·m−3，与国内外其他河口、海域同类研究结果相比处于中低水平. 从空间分布看，离河口越近，微塑料的平均丰度越高，说明微塑料污染主要受陆源输入的影响. 运用污染负荷指数（PLI）和聚合物风险指数（PHI）对微塑料的污染程度进行风险评估，微塑料污染负荷处于低风险水平（Ⅰ级），聚合物成分的化学危害处于中高风险水平（Ⅳ级）.Abstract: As one of the major transition areas of the river basin and the ocean in Hainan, the characteristics of microplastic pollution in the estuary of Nandu River are still unknown.Taking the estuary of Nandu River as the research object, 9 sampling sites were fan-shaped in the estuary as the center to monitor microplastics. The results showed that: (1) The main components of microplastics were polyethylene (28.7%) and polypropylene (27.4%). (2) The microplastics with particle size < 2.0 mm accounted for more (56.8%). (3) The average abundance of microplastics was 0.44 n·m−3, which was at a medium-low level compared with similar research results in other estuaries and sea areas at home and abroad.From the spatial distribution, the average abundance of microplastics is higher in the area closer to estuarine, indicating that microplastic pollution is mainly affected by terrigenous input.The pollution load index (PLI) and polymer hazard index (PHI) were used to assess the pollution degree of microplastics. The pollution load of microplastics was at the low risk level (Ⅰ), and the chemical hazard of polymer was at the medium-high risk level (Ⅳ).
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Key words:
- microplastics /
- estuary /
- pollution characteristics /
- risk assessment
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图 2 不同形状的微塑料
Figure 2. Microplastics with different shapes：（a） flake, （b） linear, （c） granular,（d） film, （e） fiber and （f） foam
表 1 本研究的微塑料聚合物的风险评分
Table 1. The scores of microplastic polymers observed in the study
PP PE PE:PP PET PS PA PU PVC PAN 风险评分 1 11 12 4 30 47 7384 10001 11521 
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表 2 PLI和PHI评估方法的风险等级
Table 2. Risk level of PLI and PHI assessment method
风险等级 Ⅰ Ⅱ Ⅲ Ⅳ Ⅴ PLI <10 10—20 20—30 ＞30 — PHI 0—1 1—10 10—100 100—1000 ＞1000
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表 3 样品中微塑料数量和丰度
Table 3. The quantity and abundance of microplastics in the sample
采样点位 近河口区域 中间区域 远河口区域 1# 2# 3# 4# 5# 6# 7# 8# 9# 微塑料数量/个 327 154 195 61 63 73 77 222 97 丰度/（个·m−3） 1.27 0.55 0.50 0.16 0.19 0.18 0.19 0.65 0.27 平均丰度/（个·m−3） 0.77 0.18 0.37
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表 4 南渡江入海河口微塑料的PLI值、PHI值与风险等级
Table 4. The PLI value，PHI value and risk level of microplastics in the estuary of Nandu River
采样点 1# 2# 3# 4# 5# 6# 7# 8# 9# 研究区域 PLI值 11.27 7.42 7.07 4.00 4.36 4.24 4.36 8.06 5.20 5.85 PLI风险等级 Ⅱ Ⅰ Ⅰ Ⅰ Ⅰ Ⅰ Ⅰ Ⅰ Ⅰ Ⅰ PHI值 96.4 346.0 44.9 320.2 19.4 622.8 263.1 15.5 14.1 143.5 PHI风险等级 Ⅲ Ⅳ Ⅲ Ⅳ Ⅲ Ⅳ Ⅳ Ⅲ Ⅲ Ⅳ
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[1] 薛润泽, 刘卓苗, 王萌, 等. 海洋生物对微塑料迁移转化的调控作用[J]. 地球与环境, 2022, 50(2): 291-303. XUE R Z, LIU Z M, WANG M, et al. Regulation of marine organisms on the transport and transformation of microplastics[J]. Earth and Environment, 2022, 50(2): 291-303 (in Chinese).
[2] 陈孟玲, 高菲, 王新元, 等. 微塑料在海洋中的分布、生态效应及载体作用[J]. 海洋科学, 2021, 45(12): 125-141. CHEN M L, GAO F, WANG X Y, et al. Distribution, ecological effects, and carrier function of microplastics in the marine environment[J]. Marine Sciences, 2021, 45(12): 125-141 (in Chinese).
[3] 韩丽花, 徐笠, 李巧玲, 等. 辽河流域土壤中微(中)塑料的丰度、特征及潜在来源[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 1781-1790. HAN L H, XU L, LI Q L, et al. Levels, characteristics, and potential source of micro (meso) plastic pollution of soil in Liaohe River Basin[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 1781-1790 (in Chinese).
[4] 程姣姣, 郭献军, 李艳芳. 黄海北部四十里湾微塑料污染特征研究[J]. 海洋环境科学, 2021, 40(1): 1-7. CHENG J J, GUO X J, LI Y F. The characteristics of microplastics pollution in Sishili Bay of the North Yellow Sea[J]. Marine Environmental Science, 2021, 40(1): 1-7 (in Chinese).
[5] 汤庆峰, 李琴梅, 王佳敏, 等. 显微-傅里叶变换红外光谱鉴别分析微塑料[J]. 中国塑料, 2021, 35(8): 172-180. TANG Q F, LI Q M, WANG J M, et al. Identification and analysis of microplastics by micro Fourier transform infrared spectroscopy[J]. China Plastics, 2021, 35(8): 172-180 (in Chinese).
[6] 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]. Helgolä nder Meeresuntersuchungen, 1980, 33(1): 566-575. [7] LITHNER D, LARSSON Å, 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. doi: 10.1016/j.scitotenv.2011.04.038 [8] 李常军. 中国南海和东印度洋水体微塑料赋存、源汇和生态风险的研究[D]. 上海: 华东师范大学, 2022. LI C J. Study on the occurrence, source and sink and ecological risk of microplastics in South China Sea and East Indian Ocean of China[D]. Shanghai: East China Normal University, 2022 (in Chinese).
[9] 李高俊, 熊雄, 詹晨熙, 等. 南渡江水体微塑料污染现状研究[J]. 环境科学学报, 2022, 42(2): 205-212. LI G J, XIONG X, ZHAN C X, et al. Occurrence of microplastics in the water of the nandu Jiang River[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2022, 42(2): 205-212 (in Chinese).
[10] CHEUNG P K, FOK L, HUNG P L, et al. Spatio-temporal comparison of neustonic microplastic density in Hong Kong waters under the influence of the Pearl River Estuary[J]. Science of the Total Environment, 2018, 628/629: 731-739. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.01.338 [11] SONG Y K, HONG S H, JANG M, et al. Large accumulation of micro-sized synthetic polymer particles in the sea surface microlayer[J]. Environmental Science & Technology, 2014, 48(16): 9014-9021. [12] GEYER R, JAMBECK J R, LAW K L. Production, use, and fate of all plastics ever made[J]. Science Advances, 2017, 3(7): e1700782. doi: 10.1126/sciadv.1700782 [13] 吴磊石, 洪鸣, 彭梦微, 等. 北部湾海域表层水体中微塑料分布特征[J]. 环境科学研究, 2021, 34(11): 2556-2562. WU L S, HONG M, PENG M W, et al. Distribution characteristics of microplastics in surface water of beibu gulf[J]. Research of Environmental Sciences, 2021, 34(11): 2556-2562 (in Chinese).
[14] 陈宏伟, 陈燕珍, 刘宪华, 等. 天津入海排污口微塑料分布特征[J]. 海洋通报, 2020, 39(4): 514-520. CHEN H W, CHEN Y Z, LIU X H, et al. Distribution characteristics of microplastics in land-based outlets in Tianjin[J]. Marine Science Bulletin, 2020, 39(4): 514-520 (in Chinese).
[15] 韩龙, 吕浩然, 韩彤, 等. 天津近岸海域微塑料分布特征及污染风险评价[J]. 中国海洋大学学报(自然科学版), 2022, 52(8): 124-131. HAN L, LV H R, HAN T, et al. Distribution characteristics and pollution risk of microplastics in Tianjin coastal waters[J]. Periodical of Ocean University of China, 2022, 52(8): 124-131 (in Chinese).
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