摘要：探究微塑料在漲渡湖水系的分布和賦存特征，可為湖泊沉積物微塑料老化及生物毒性風(fēng)險(xiǎn)評估提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。在阻隔湖泊漲渡湖、七湖、陶家大湖、鄰近長江干支流和連通水道設(shè)置11個采樣點(diǎn)，通過采集表層沉積物，分析了長江-漲渡湖水系沉積物微塑料豐度、尺寸、形狀和種類組成。結(jié)果顯示，長江-漲渡湖水系所有采樣點(diǎn)沉積物中均有微塑料存在，其干物質(zhì)中微塑料平均豐度為2 602.25 n/kg，其中漲渡湖的微塑料豐度最高，為5 687.69 n/kg。微塑料尺寸主要分布在[20，50] μm，占微塑料總顆粒數(shù)的59.04%；尺寸大于100 μm時，微塑料豐度隨尺寸的增大而減??；薄膜狀微塑料最多，占微塑料總顆粒數(shù)的56.06%；微塑料種類主要為聚氯乙烯、聚對苯二甲酸乙二醇酯、氟橡膠和氯化聚乙烯。研究結(jié)果有助于了解湖泊微塑料賦存現(xiàn)狀及提升水生態(tài)環(huán)境質(zhì)量。

關(guān)鍵詞：微塑料；表層沉積物；空間分布；長江-漲渡湖水系

中圖分類號：X502" " " " 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A" " " " 文章編號：1674-3075（2024）05-0170-08

微塑料（Microplastics）為一種新型污染物，其直徑小于5 mm，種類主要包括聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）、聚苯乙烯（PS）和聚氯乙烯（PVC）等；顏色主要包括透明、白色、紅色、藍(lán)色、黑色和綠色，形狀主要有碎片、纖維、泡沫和薄膜（Tan et al，2022）。在風(fēng)力、河流、洋流等外力作用下，微塑料可進(jìn)行遷移擴(kuò)散，從而廣泛分布于海洋（La et al，2017）、河流（He et al，2021）、湖泊（Oni et al，2020）等水域，甚至在人跡罕至的北冰洋和南極都有微塑料存在（Lusher et al，2015）。由于微塑料高豐度和小尺寸的特點(diǎn)，易被底棲生物和浮游生物及各種魚類吸收攝入，經(jīng)過食物鏈傳遞后對水生生物和人類健康造成潛在威脅（Payton et al， 2020），如微塑料PE可誘導(dǎo)斑馬魚（Danio rerio）腸道微生物群產(chǎn)生紊亂和炎癥（Jin et al， 2018）；另外，微塑料具有較大的疏水特性，可以吸附水環(huán)境中的多種疏水性污染物，如重金屬、多環(huán)芳烴、氯化苯、抗生素等，形成的復(fù)合污染物對水生態(tài)系統(tǒng)和生物健康產(chǎn)生更大危害（董純等，2023;Di amp; Wang，2018;Banaee et al，2019）。因此，微塑料水環(huán)境污染受到廣泛關(guān)注。

湖泊是淡水生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，其環(huán)境較封閉，水動力條件較緩和，大部分微塑料下沉聚積在湖底沉積物中，成為微塑料的重要匯或儲存庫（Ballent et al，2016;Horton amp; Dixon，2018）。目前，國內(nèi)外湖泊沉積物中已發(fā)現(xiàn)有微塑料的存在，如尼日利亞的牛軛湖（Oni et al，2020）、印度的文伯納德湖（Sruthy amp; Ramasamy，2017）和烏干達(dá)的維多利亞湖（Egessa et al，2020）以及我國的鄱陽湖（Yuan et al，2019）、太湖（Su et al， 2016）和駱馬湖（姚明軒等，2022）。這些微塑料在湖泊中累積，不僅影響湖泊生態(tài)系統(tǒng)健康，還可能隨水流影響更廣泛的生態(tài)環(huán)境。

漲渡湖位于湖北省武漢市新洲區(qū)長江中下游北岸（114°33′～114°57′E，30°36′～30°48′N），原為典型的淺水通江湖泊，與長江、倒水、舉水連為一體，并與周圍的七湖和陶家大湖相通，水交換周期短、頻率高，湖泊水體一直維持較好的狀態(tài)（張清慧等，2013）。由于后期湖區(qū)進(jìn)行大規(guī)模的圍墾開發(fā)和閘壩建設(shè)，漲渡湖與長江流域的自然連通性被切斷，造成江湖空間結(jié)構(gòu)破碎化，對區(qū)域物種豐度和生物多樣性指數(shù)產(chǎn)生直接影響（Horváth et al，2019）。漲渡湖作為江湖阻隔湖泊，水文情勢發(fā)生了改變，水交換周期變長，水體自凈能力衰退，污染物輸移機(jī)制受損，水體易被污染（熊紹鈞，2006）。目前，通江湖泊鄱陽湖和洞庭湖中均發(fā)現(xiàn)有微塑料的存在（Yuan et al，2019;Hu et al，2020），相較于這些通江湖泊，漲渡湖作為阻隔湖泊，其水動力條件更易使微塑料聚積儲存在湖區(qū)，而關(guān)于漲渡湖區(qū)域微塑料污染狀況尚未明晰。

有鑒于此，本文對長江-漲渡湖水系沉積物微塑料污染情況進(jìn)行調(diào)查，獲取微塑料空間分布、尺寸、形狀和種類組成等信息，比較分析其空間分布差異，以期為進(jìn)一步探討阻隔湖泊沉積物微塑料老化、吸附毒性等環(huán)境行為和環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1" "材料與方法

1.1" "樣點(diǎn)設(shè)置

2022年7月在長江-漲渡湖水系共設(shè)置11個采樣點(diǎn)并采集試驗(yàn)樣品（圖1）。漲渡湖（S1）、七湖（S2）、陶家大湖（S3）各設(shè)1個采樣點(diǎn)，長江支流設(shè)置倒水（S4）、舉水（S5）采樣點(diǎn)，長江干流設(shè)置倒水河口（S6）、漲渡湖口（S7）、舉水河口（S8）采樣點(diǎn)，連通渠（S9）設(shè)1個采樣點(diǎn)，長江-漲渡湖連通水道內(nèi)湖側(cè)（S10）和外江側(cè)（S11）各設(shè)1個采樣點(diǎn)。S1～S3為阻隔湖泊樣點(diǎn)，S4～S8為鄰近長江干支流樣點(diǎn)，S9～S11為連通水道樣點(diǎn)。

1.2" "樣品分析

在每個采樣點(diǎn)使用不銹鋼采集器多點(diǎn)采集0～5 cm的表層沉積物，均勻混合后作為該樣點(diǎn)的表層沉積物樣品。樣品裝入鋁箔袋密封后運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室，將樣品中的雜質(zhì)如植物殘?bào)w、礫石等剔除后，置于避光處自然風(fēng)干，待沉積物半干后，將其放入烘箱，45℃烘至恒重，用于微塑料的浮選分離和鑒定。

本研究選用碘化鈉（NaI）飽和溶液（1.8 g/cm3）作為浮選液，將微塑料和沉積物顆粒分離，取20 g樣品置于100 mL燒杯中，加入NaI溶液60 mL，充分?jǐn)嚢璨㈧o置過夜，將微塑料和沉積物顆粒分離。將懸浮液轉(zhuǎn)移到另一個燒杯中，加入60 mL的30%H2O2溶液以消除有機(jī)質(zhì)，充分?jǐn)嚢韬箪o置24 h。收集上清液并在真空下用孔徑20 μm的不銹鋼篩過濾，將抽濾好的篩網(wǎng)浸入乙醇溶液中進(jìn)行超聲處理（30 min，40 kHz），使得篩網(wǎng)上的物質(zhì)分散在乙醇溶液中，之后將篩網(wǎng)取出用乙醇多次清洗。將乙醇溶液濃縮后滴加在高反玻璃載玻片上，待乙醇完全揮發(fā)后置于激光紅外成像光譜儀（LDIR，Agilent 8700，美國安捷倫，最低限為20 μm）上進(jìn)行測試，獲取微塑料顆粒數(shù)和尺寸等信息，并將所測試顆粒樣品的紅外譜圖與譜庫中標(biāo)準(zhǔn)品譜圖或保存的經(jīng)驗(yàn)性譜圖進(jìn)行相似度對比，本研究選擇與Agilent 8700 LDIR數(shù)據(jù)庫匹配度大于65%的微塑料進(jìn)行分析。由于沉積物中微塑料尺寸主要分布在500 μm以下，且小尺寸微塑料對生態(tài)系統(tǒng)和生物健康具有更大的危害性，故本研究選取測試20～500 μm的微塑料（李文華等，2020；陳圣盛等，2022）。在質(zhì)量控制方面，取樣和整個實(shí)驗(yàn)過程中操作人員穿戴棉質(zhì)衣物和手套，所需容器均采用不銹鋼產(chǎn)品或玻璃制品，且在每次使用前用蒸餾水清洗，清洗后立即用鋁箔紙覆蓋開口，避免空氣中可能存在的微塑料污染。設(shè)置3個空白對照，檢測未發(fā)現(xiàn)可疑微塑料顆粒，因此忽略實(shí)驗(yàn)室的潛在污染。

1.3" "數(shù)據(jù)處理

通過激光紅外鑒定整張篩網(wǎng)上疑似微塑料顆粒數(shù)，將其除以樣品總量即得到1 g該樣品干物質(zhì)的微塑料顆粒數(shù)。微塑料豐度采用每千克沉積物干物質(zhì)中微塑料的顆粒數(shù)表示（n/kg）。

采用單因素方差分析（One-way ANOVA）比較采樣點(diǎn)微塑料豐度平均值是否在統(tǒng)計(jì)學(xué)上具有顯著差異性，顯著性水平設(shè)置為Plt;0.05。通過Excel 2010和ArcGIS 10.2進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和圖表繪制。

2" "結(jié)果與分析

2.1" "微塑料豐度

長江-漲渡湖水系各采樣點(diǎn)均檢測到微塑料，其空間分布如圖2所示。長江-漲渡湖水系沉積物中微塑料豐度為836.39～5 687.69 n/kg，平均豐度為2 602.25 n/kg，以漲渡湖（S1）微塑料豐度最高。不同采樣區(qū)域微塑料豐度存在一定差異，3個湖泊（S1～S3）的微塑料平均豐度為3 990.64 n/kg，長江干流（S6～S8）微塑料平均豐度為1 808.93 n/kg，長江支流（S4～S5）微塑料平均豐度為1 814.67 n/kg，長江-漲渡湖連通水道（S9～S11）微塑料豐度為2 532.22 n/kg?？梢娫陂L江-漲渡湖水系中，微塑料污染程度整體表現(xiàn)為：阻隔湖泊gt;連通水道gt;長江干支流。

2.2" "微塑料尺寸

檢測分析結(jié)果表明，長江-漲渡湖水系表層沉積物微塑料尺寸可劃分為4個范圍，分別為[20，50] μm、（50，100] μm、（100，150] μm、（150，350] μm，主要分布在[20，50] μm，此范圍微塑料顆粒占總顆粒的百分比最高，平均值為59.04%；其次為（50，100] μm，占比平均值為27.45%；（150，350] μm尺寸的微塑料顆粒最少，占比僅為4.93%（圖3）。

2.3" "微塑料形狀

基于獲取的LDIR圖像，分析了微塑料的形狀因子球形度（Circularity）和長寬比（Aspect ratio）。將微塑料劃分為纖維（長寬比≥3）、顆粒（球形度≥0.6）和薄膜（其他微塑料）3種具有代表性的形狀：纖維狀微塑料細(xì)長或者兩頭有卷須，長度和寬度差異大；顆粒狀微塑料為球形，邊緣比較光滑平整；薄膜狀微塑料邊緣尖銳，形態(tài)不規(guī)則（圖4）。

長江-漲渡湖水系沉積物薄膜狀微塑料最多，占總顆粒數(shù)的56.06%；其次為顆粒狀微塑料，占37.30%；纖維狀微塑料最少，僅占6.64%。薄膜狀微塑料和纖維狀微塑料在阻隔湖泊中的占比最高，分別占微塑料總顆粒數(shù)的59.76%和9.37%，顆粒狀微塑料在長江干支流中的占比最高，占總數(shù)的48.75%（圖5）。

2.4" "微塑料種類

在長江-漲渡湖水系中共檢測到微塑料26種，主要微塑料包括聚氯乙烯（PVC）、聚對苯二甲酸乙二醇酯（PET）、氟橡膠（FPM）、氯化聚乙烯（CPE）、聚氨酯（PU）和丙烯酸酯共聚物（ACR）6種，其典型激光紅外譜如圖6所示。6種微塑料占微塑料總顆粒數(shù)的71.40%，分別占微塑料總顆粒數(shù)的24.03%、16.02%、10.98%、10.53%、5.49%和4.35%，其他20種微塑料共占微塑料總顆粒數(shù)的28.60%（圖7）。不同采樣點(diǎn)微塑料占比如圖8所示，主要微塑料PVC、PET、FPM和CPE在3個湖泊中所占比例最大，平均占72.95%，連通水道平均占55.99%，長江干支流平均占41.50%。

3" "討論

3.1" "地理位置和水域類型決定微塑料空間分布

本次調(diào)查發(fā)現(xiàn)，長江-漲渡湖水系沉積物中微塑料豐度為836.39～5 687.69 n/kg；其中，倒水、舉水等長江干支流微塑料平均豐度為1 811.23 n/kg，顯著高于其上游香溪河沉積物微塑料豐度560 n/kg（陳圣盛等，2022），但顯著低于下游長江口沉積物微塑料豐度4 137 n/kg（Zhao amp; Yu，2006）。這種從上游到下游沉積物微塑料豐度逐漸升高的分布格局，可能是隨著水平流速的作用，上游微塑料向下游不斷地輸送，造成長江下游微塑料豐度高于上游，并且河岸、航運(yùn)、旅游和漁業(yè)活動等產(chǎn)生的微塑料也不斷地輸入長江流域（Eerkes-Medrano et al，2015; Zhang et al，2015）；另外，調(diào)查的漲渡湖、陶家大湖和七湖3個阻隔湖泊的微塑料平均豐度為3 990.64 n/kg，明顯高于鄰近長江干支流各采樣點(diǎn)，這可能是由于河流具有更強(qiáng)的水動力，有利于污染物的輸送轉(zhuǎn)移，而阻隔湖泊喪失了與長江流域的連通性，環(huán)境相對封閉，積累在沉積物中的塑料產(chǎn)品經(jīng)長期降解而產(chǎn)生更多的微塑料顆粒（Wang et al，2017）。

3.2" "環(huán)境因素導(dǎo)致漲渡湖微塑料豐度明顯偏高

與其他湖泊相比，本次漲渡湖沉積物微塑料豐度明顯高于太湖11.0～234.6 n/kg（Su et al，2016）、洞庭湖210～520 n/kg（Hu et al，2020）、鄱陽湖54～506 n/kg（Yuan et al，2019）以及長江中下游其他18個湖泊90～580 n/kg（Li et al，2019）；這可能與采樣方法、采樣時間及分析方法等不同有關(guān)，也與研究區(qū)域周圍環(huán)境條件息息相關(guān)。實(shí)地調(diào)查發(fā)現(xiàn)，3個湖泊周邊有許多大型漁場和大片農(nóng)田，漁場所用的漁網(wǎng)、漁線和船體中的塑料浮子以及農(nóng)業(yè)生產(chǎn)使用的塑料編織袋、地膜和大棚覆膜等塑料制品在環(huán)境中易發(fā)生老化，碎裂降解成微塑料顆粒，隨地表徑流進(jìn)入周圍湖泊中，加劇了漲渡湖微塑料污染水平（潘雄等，2021；Feng et al，2021）；另一方面，與通江湖泊洞庭湖和鄱陽湖相比，由于閘壩等建設(shè)，漲渡湖與長江之間的連通通道被阻隔，流域環(huán)境更封閉，水流平緩，江湖水體交換周期長、頻率低，微塑料顆粒更易聚積（姚明軒等，2022;Teng et al， 2020）。由此可知，研究方法和區(qū)域人類活動以及江湖之間的閘壩與水文狀況等差異，可能是導(dǎo)致漲渡湖微塑料豐度較高的原因。

3.3" "長江-漲渡湖水系微塑料來源與賦存特征

長江-漲渡湖水系沉積物中PVC、PET、FPM和CPE微塑料豐度明顯高于其他種類微塑料，這些微塑料一般具有價(jià)格低、產(chǎn)量高和應(yīng)用廣等特點(diǎn)（張勝等，2022）；其中，PVC和PET是大多數(shù)薄膜塑料制品的原料，在漲渡湖等采樣點(diǎn)周圍有許多農(nóng)田和果蔬基地，農(nóng)耕期間使用到的地膜和大棚等薄膜塑料制品通常不會被清理，大部分留在田間進(jìn)一步風(fēng)化為微塑料（Huang et al，2020），從而可能造成漲渡湖水系沉積物中PVC和PET微塑料含量較高，分別占微塑料總顆粒數(shù)的24.03%和16.02%，尤其以薄膜狀微塑料最多，占微塑料總顆粒數(shù)的56.06%。這種農(nóng)田中地膜和大棚等薄膜塑料制品的使用，導(dǎo)致微塑料污染嚴(yán)重化的現(xiàn)象在青藏高原和丹江口水庫均有發(fā)現(xiàn)（潘雄等，2021；Feng et al，2021）。本研究纖維類微塑料占微塑料總顆粒數(shù)的6.64%，與雨山湖和南湖等其他湖泊（王璇等，2020）相比，纖維類微塑料占比較少，這可能是因?yàn)楸狙芯繀^(qū)域附近居民很少，幾乎沒有洗滌衣物纖維類微塑料污染，絕大部分來源于周圍的漁業(yè)活動（張浩，2022）；另外，F(xiàn)PM是汽車輪胎的主要材料，漲渡湖水系緊鄰新洲區(qū)陽邏經(jīng)濟(jì)技術(shù)開發(fā)區(qū)，東鄰大廣高速，西傍武漢外環(huán)高速，南面112省道，北靠武英高速，交通流量大，汽車輪胎老化磨損產(chǎn)生的FPM等微塑料通過地表徑流進(jìn)入水環(huán)境中（郭廣慧等，2008；Harrison et al，2003），造成漲渡湖水系沉積物中FPM的污染水平較高。

3.4" "長江-漲渡湖水系微塑料的生物毒性風(fēng)險(xiǎn)

本研究發(fā)現(xiàn)，長江-漲渡湖水系沉積物微塑料主要分布在小尺寸20～50 μm，占微塑料總顆粒數(shù)的59.04%。這可能是因?yàn)樵谧匀画h(huán)境下，較大的微塑料顆粒在機(jī)械作用、光降解和生物降解等的共同作用下，經(jīng)過磨損與老化，會產(chǎn)生大量的小尺寸微塑料顆粒（Min et al，2020; Ren et al，2020）；同時，塑料產(chǎn)品表面的磨損可促進(jìn)其化學(xué)添加劑如增塑劑、抗氧化劑和阻燃劑浸出，降低了塑料產(chǎn)品的機(jī)械抗力和彈性，導(dǎo)致塑料產(chǎn)品中較大的微塑料顆粒破裂成小顆粒（Paluselli et al，2019），這些小顆粒微塑料易被水生生物攝入，對生物體的免疫、消化和生殖等造成更嚴(yán)重傷害。在微塑料暴露下，斑馬魚腸道微生物群發(fā)生紊亂和炎癥（Jin et al，2018）；牡蠣卵母細(xì)胞數(shù)量、直徑和精子速度均下降（Sussarellu et al，2016）。因此，需要更多關(guān)注小顆粒微塑料在漲渡湖水系的遷移分布和生物毒性效應(yīng)。

漲渡湖水系有漲渡湖漁場、陶家大湖漁場和七湖漁場等，主要養(yǎng)殖“四大家魚”、鯉、鯽和黃顙魚，這些湖區(qū)魚類通過直接攝取微塑料顆粒或通過食物鏈間接攝入微塑料，其在體內(nèi)的積累可能對魚類產(chǎn)生毒性效應(yīng)，如生長緩慢、死亡率升高、消化系統(tǒng)阻塞、生殖能力下降等（駱永明等，2021）；且微塑料可吸附有機(jī)污染物、重金屬等，形成的復(fù)合污染物對生物健康產(chǎn)生更大危害。微塑料攜帶重金屬Cd被斑馬魚攝入后，富集在魚體的肝臟、內(nèi)臟和鰓中，同時增強(qiáng)了Cd的毒性效應(yīng)，造成魚體更嚴(yán)重的氧化損傷和炎癥反應(yīng)（Lu et al，2018）。鑒于漲渡湖水系微塑料污染狀況及其對魚類健康的影響，需進(jìn)一步研究微塑料在魚類體內(nèi)的分布及其生物毒性，為漲渡湖生物多樣性保護(hù)和水生生態(tài)系統(tǒng)健康提供決策依據(jù)。

4" "結(jié)論

（1）長江-漲渡湖水系微塑料豐度整體上呈現(xiàn)阻隔湖泊gt;連通水道gt;長江干支流，分布格局與區(qū)域人類活動以及江湖之間的閘壩和水文狀況有關(guān)。

（2）長江-漲渡湖水系主要以小尺寸（59.04%）和薄膜狀（56.06%）微塑料為主，種類主要包括聚氯乙烯、聚對苯二甲酸乙二醇酯、氟橡膠和氯化聚乙烯。

（3）長江-漲渡湖水系微塑料賦存特征與研究區(qū)域周圍環(huán)境有關(guān)，包括農(nóng)田耕作、果蔬基地、漁業(yè)養(yǎng)殖和交通流量。

參考文獻(xiàn)

陳圣盛，李衛(wèi)明，張坤，等，2022. 香溪河流域微塑料的分布特征及其遷移規(guī)律分析[J]. 環(huán)境科學(xué)， 43（6）：3077-3087.

董純，楊志，賀達(dá)，等，2023. 水環(huán)境微塑料對重金屬吸附行為的研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用化工， 52（3）：838-843.

郭廣慧，雷梅，陳同斌，等，2008. 交通活動對公路兩側(cè)土壤和灰塵中重金屬含量的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 28（10）：1937-1945.

李文華，簡敏菲，劉淑麗，等，2020. 鄱陽湖湖口-長江段沉積物中微塑料與重金屬污染物的賦存關(guān)系[J]. 環(huán)境科學(xué)， 41（1）：242-252.

駱永明，施華宏，涂晨，等，2021. 環(huán)境中微塑料研究進(jìn)展與展望[J]. 科學(xué)通報(bào)， 66（13）：1547-1562.

潘雄，林莉，張勝，等，2021. 丹江口水庫及其入庫支流水體中微塑料組成與分布特征[J]. 環(huán)境科學(xué)， 42（3）：1372-1379.

王璇，牛司平，宋小龍，等，2020. 城市湖泊沉積物微塑料污染特征[J]. 環(huán)境科學(xué)， 41（7）：3240-3248.

熊紹鈞，2006. 長江中游漲渡湖的水平衡分析與研究[J]. 水利水電快報(bào)， 27（24）：67-71.

姚明軒，白雪，徐振佳，等， 2022. 駱馬湖表層沉積物微塑料的分布、來源及儲存量[J]. 環(huán)境科學(xué)， 43（5）：2566-2574.

張浩，2022. 滇池表層沉積物微塑料賦存特征及影響因素[D]. 昆明：云南師范大學(xué).

張清慧，董旭輝，姚敏，等，2013. 近200年來湖北漲渡湖對江湖聯(lián)通變化的環(huán)境響應(yīng)[J]. 湖泊科學(xué)， 25（4）：463-470.

張勝，林莉，潘雄，等，2022. 漢江（丹江口壩下-興隆段）水體中微塑料的賦存特征[J]. 環(huán)境科學(xué)研究， 35（5）：1203-1210.

Ballent A， Corcoran P L， Madden O， et al， 2016. Sources and sinks of microplastics in Canadian Lake Ontario nearshore， tributary and beach sediments[J]. Marine Pollution Bulletin， 110（1）：383-395.

Ballent M， Soltanian S， Sureda A， et al， 2019. Evaluation of single and combined effects of cadmium and micro-plastic particles on biochemical and immunological parameters of common carp （Cyprinus carpio）[J]. Chemosphere， 236： 124335.

Di M， Wang J， 2018. Microplastics in surface waters and sediments of the Three Gorges Reservoir， China[J]. Science of the Total Environment， 616：1620-1627.

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[J]. Water Research， 75：63-82.

Egessa R， Nankabirwa A， Basooma R， et al， 2020. Occurence， distribution and size relationships of plastic debris along shores and sediment of northern Lake Victoria[J]. Environmental Pollution， 257：113442.

Feng S S， Lu H W， Liu Y L， 2021. The occurrence of microplastics in farmland and grassland soils in the Qinghai-Tibet plateau： different land use and mulching time in facility agriculture[J]. Environmental Pollution， 279：116939.

Harrison R M， Tilling R B， Romero M S C， et a1， 2003. A study of trace metals and polycyclic aromatic hydrocarbons in the roadside environment[J]. Atmospheric Environment， 37（17）：2391-2402.

He D， Chen X J， Zhao W， et al， 2021. Microplastics contamination in the surface water of the Yangtze River from upstream to estuary based on different sampling methods[J]. Environmental Research， 196：110908.

Horton A A， Dixon S J， 2018. Microplastics： an introduction to environmental transport processes[J]. Wiley Interdisciplinary Reviews： Water， 5（2）：e1268.

Horváth Z， Ptacnik R， Vad C F， et al， 2019. Habitat loss over six decades accelerates regional and local biodiversity loss via changing landscape connectance[J]. Ecology Letters， 22（6）：1019-1027.

Hu D， Zhang Y， Shen M， 2020. Investigation on microplastic pollution of Dongting Lake and its affiliated rivers[J]. Marine Pollution Bulletin， 160：111555.

Huang Y， Liu Q， Jia W Q， et al， 2020. Agricultural plastic mulching as a source of microplastics in the terrestrial environment[J]. Environmental Pollution， 260：114096.

Jin Y， Xia J， Pan Z， et al， 2018. Polystyrene microplastics induce microbiota dysbiosis and inflammation in the gut of adult zebrafish[J]. Environmental Pollution， 235：322-329.

La D K K， Officer R， Lyashevska O， et al， 2017. Microplastic abundance，distribution and composition along a latitudinal gradient in the Atlantic Ocean[J]. Marine Pollution Bulletin， 115（1）：307-314.

Li L， Geng S， Wu C， et al， 2019. Microplastics contamination in different trophic state lakes along the middle and lower reaches of Yangtze River Basin[J]. Environmental Pollution， 254：112951.

Lu K， Qiao R X， An H， et al， 2018. Influence of microplastics on the accumulation and chronic toxic effects of cadmium in zebrafish （Danio rerio）[J]. Chemosphere， 202：514-520.

Lusher A L， Valentina T， Ian O C， et al， 2015. Microplastics in Arctic polar waters： the first reported values of particles in surface and sub-surface samples[J]. Scientific Reports， 5（1）：14974.

Min K， Cuiffi J D， Mathers R T， 2020. Ranking environmental degradation trends of plastic marine debris based on physical properties and molecular structure[J]. Nature Communications， 11（1）：1-11.

Oni B A， Ayeni A Q， Agboola O， et al， 2020. Comparing microplastics contaminants in （dry and raining） seasons for Ox-Bow Lake in Yenagoa， Nigeria[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety， 198：110656.

Paluselli A， Fauvelle V， Galgani F， et al， 2019. Phthalate release from plastic fragments and degradation in seawater[J]. Environmental Science amp; Technology， 53（1）：166-175.

Payton T G， Beckingham B A， Dustan P， 2020. Microplastic exposure to zooplankton at tidal fronts in Charleston Harbor， SC USA[J]. Estuarine， Coastal and Shelf Science， 232：106510.

Ren S Y， Sun Q， Ni H G， et al， 2020. A minimalist approach to quantify emission factor of microplastic by mechanical abrasion[J]. Chemosphere， 245：125630.

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[J]. Environmental Pollution， 222：315-322.

Su L， Xue Y G， Li L Y， et al， 2016. Microplastics in Taihu Lake， China[J]. Environmental Pollution， 216：711-719.

Sussarellu R， Suquet M， Thomas Y， et al， 2016. Oyster reproduction is affected by exposure to polystyrene microplastics[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences， 113：2430-2435.

Tan Y， Wu S， Zhang J， et al， 2022. Characteristics， occurrence and fate of non-point source microplastic pollution in aquatic environments[J]. Journal of Cleaner Production， 341： DOI：10.1016/J.JCLEPRO.2022.130766.

Teng J， Zhao J M， Zhang C， et al， 2020. A system analysis of microplastic pollution in Laizhou Bay， China[J]. Science of the Total Environment， 745：140815.

Wang W F， Ndungu A W， Li Z， 2017. Microplastics pollution in inland freshwaters of China： A case study in urban surface waters of Wuhan， China[J]. Science of the Total Environment， 575：1369-1374.

Yuan W K， Liu X N， Wang W F， et al， 2019. Microplastic abundance， distribution and composition in water， sediments， and wild fish from Poyang Lake， China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety， 170：180-187.

Zhang K， Gong W， Lv J， et al， 2015. Accumlation of floating microplastics behind the Three Gorges Dam[J]. Environmental Pollution， 204：117-123.

Zhao P， Yu B， 2006. On model selection consistency of Lasso[J]. The Journal of Machine Learning Research， 7（12）：2541-2563.

（責(zé)任編輯" "萬月華）

Distribution and Occurrence of Microplastics in Sediments of the Zhangdu Lake

System in the Yangtze River Basin

DONG Chun1， SHI Yu‐long2， LIU Hong‐gao1， YANG Zhi1， CHEN Wei1， ZHOU Lian‐feng1， JIN Yao1， LI Bo2

（1. Key Laboratory of Ecological Impacts of Hydraulic-projects and Restoration of Aquatic Ecosystem

of Ministry of Water Resources， Institute of Hydroecology， Ministry of Water Resources

and Chinese Academy of Sciences， Wuhan 430079， P. R. China;

2. China Three Gorges Corporation， Wuhan" "430010， P. R. China）

Abstract：In this study， we investigated the distribution and occurrence of microplastics in sediments of the Zhangdu Lake system， focusing on spatial distribution， size， shape and composition. The study aimed to provide basic data for evaluating the aging of microplastics in lake sediments and the risk of biological toxicity. In July 2022， a total of 11 sampling sites were established to collect surface sediments in the isolated lakes of Zhangdu Lake， Qihu Lake， Taojia Lake， the adjacent mainstream and tributaries of Yangtze River， and the connected waterways. The abundance， size， shape and species composition of microplastics in the sediments of the Zhangdu Lake water system were then analyzed. Simultaneously， the sources of microplastics and their potential ecological and toxicological risks were explored. Results show that： （1） microplastics were found in the sediments of all sampling sites， with an average abundance of 2 602.25 particles/kg of dry matter. The highest microplastic abundance in Zhangdu Lake was 5 687.69 particles/kg. The average microplastic abundance in the Zhangdu Lake water system was in the flowing order： isolated lakes （3 990.64 particles/kg） gt; connected waterways （2 532.22 particles/kg） gt; adjacent mainstream and tributaries （1 814.67 particles/kg）. （2） Microplastics were divided into four size ranges （20-50 μm， 50-100 μm， 100-150 μm， 150-350 μm）， and microplastics were primarily in the smallest size range that accounted for 59.04% of the total microplastic particles. For particles larger than 100 μm， the abundance decreased with increasing size. （3） The shape of the microplastics were primarily film-like， granular and fibrous， accounting for 56.06%， 37.30% and 6.64% of the total plastic particles， respectively. （4） A total of 26 types of microplastic were detected in the Zhangdu Lake water system， primarily consisting of polyvinylchloride （PVC）， polyethylene terephthalate （PET）， fluororubber （FPM）， chlorinated polyethylene （CPE）， polyurethane （PU） and acrylate copolymer （ACR） that accounted for 71.40% the total plastic particles. This research provides a reference for scientifically assessing the characteristics of microplastics in lakes and improving the quality of the water ecological environment.

Key words：microplastics; surface sediments; spatial distribution; Zhangdu Lake water system in the Yangtze River basin