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微塑料，即尺寸小于5 mm的塑料，是近年来备受瞩目的新兴污染物[1]。塑料在生产生活中的广泛使用让微塑料的源头无处不在，它们在地表径流、风力、生物等外界因素影响下进入水中，在水中迁移累积并引发各种环境问题[2]。部分微塑料拥有与水生动物食物类似的外形而容易被误食，导致多方面的毒性效应。被水生动物摄食的微塑料随着食物链逐级迁移累积，最终会对人类健康产生威胁[3]。
中国是世界塑料产量第一的国家，微塑料污染问题更加值得关注[4]。研究者们对中国不同类型水域进行监测，在渤海、黄海、东海等海域，长江、黄河、珠江等河流，洞庭湖、鄱阳湖等湖泊中，均发现了不同程度的微塑料污染[5-10]。中国水环境普遍受到微塑料污染的威胁，但不同区域微塑料的污染水平大相径庭[11]。作为一类人造产物，微塑料污染水平与人类活动密切相关，人口密集的城市区域更容易成为微塑料污染的热点区域[12]。目前中国淡水区域微塑料污染相关数据仍然存在空缺，尤其是对于与人类接触频繁的城市湖泊，相关研究十分不足。截至目前为止，只有武汉、长沙、马鞍山等少数城市湖泊有微塑料污染数据可供参考[13-15]。
洞庭湖区是中国重要的农业生产基地和生态基因库，也是享誉中外的旅游胜地。已有研究表明，洞庭湖区广泛受到微塑料污染的威胁。岳阳市是洞庭湖区的最大城市，其生态环境对周边区域影响重大。本研究选取岳阳市内最大的城市湖泊——岳阳南湖作为研究区域，对其表层水体中的微塑料进行调查分析，这是针对洞庭湖区城市湖泊微塑料污染进行的首次研究。本研究将进一步完善城市湖泊微塑料污染基础数据库，为城市区域微塑料污染的防治提供科学依据。
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南湖位于湖南省岳阳市市中心区域，湖泊面积15.64 km2，平均水深3 m。南湖原属洞庭湖的一部，在人为修建南津港大堤将其与洞庭湖分割开来后形成了一个典型的半封闭城市内湖泊，南湖西侧通过闸口与洞庭湖相连。南湖位于岳阳城市区域内的南湖旅游度假开发区，蜿蜒曲折、总长50 km的湖岸线均属于城市区域。采样点位置如图1所示。南湖湖面上共设置了14个采样点，这些采样点覆盖了南湖的各个区域。
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采样工作于2019年11月于船只上进行，在每个采样点使用拉式采样器（KLL-S4，SEBA，德国）采集15 L来自0—30 cm深度的表层水体样品，并在船只上当场使用0.045 mm的不锈钢筛网过滤，再将筛网上截留的固体使用去离子水全部冲入采样瓶中保存，所有采样瓶被标放置于冷藏保温箱中进行保存并在采样完成后尽快返回实验室进行处理。基于使用筛网的孔径，本研究仅统计0.045—5 mm范围内的微塑料。
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样品分析方法参照已有研究进行[16]。采集到的样品在实验室中加入30%过氧化氢溶液和亚铁离子溶液各20 mL进行消解，直至将样品中肉眼可见的生物体清除，使用200 mL密度为1.5 g·cm−3的氯化锌溶液对消解后的样品进行密度分离，去除样品中存在的砂土等杂质。经过24 h静置后提取上清液，将上清液中的固体抽滤到玻璃纤维滤膜上以备镜检。
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使用体视显微镜来对所有滤膜进行观察（Stemi 508，Zeiss，德国）。根据滤膜上微塑料的表面特征进行分类，并记录它们的形貌特征。微塑料根据其形状划分为纤维、碎片和微球的3种类型，具体分类方法参照已发表的研究进行。为了减少镜检误判带来的误差，本研究采用显微红外光谱仪对微塑料进行进一步的鉴定以确定微塑料的化学成分（Nicolet iN10，Thermo scientific，美国）[17]。
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本研究使用n·m−3作为单位表达微塑料的丰度，其中n代表微塑料的数量。不同采样点之间的微塑料丰度差异使用单因素方差分析法（ANOVA）进行分析，而南湖不同区域及不同湖泊之间的微塑料丰度对比采用t检验（student-t test）方法进行，当P<0.05时被认为具有统计学意义。所有数据分析使用SPSS Statistics 22.0和Microsoft Excel 365完成。
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本研究中质量控制方法参照本课题组已发表研究进行设置[18]。在进行样品采集、实验室处理的过程中，所有研究人员均穿戴无粉酚醛手套、穿着天然材料的棉质衣物。所有材料与仪器均使用超纯水清洗3次后使用铝箔纸包裹，仅使用时取出。在进行所有操作时尽量不使用塑料仪器。此外，6个使用去离子水制成的空白样品使用同样方法进行处理，空白实验未发现微塑料存在，说明本研究中来自实验室的背景污染可以忽略。
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微塑料在南湖表层水体样品中的丰度范围在3050—7100 n·m−3之间，平均丰度为（4664±1742）n·m−3。图2中展示了不同采样位置的微塑料丰度水平。各个采样点之间的丰度水平存在一定差异，但这些差异并没有达到数量级的水平。位于南湖中央的S13采样点污染最为严重，而位于湖泊西北九眼桥的S2采样点污染水平最低。
南湖位于岳阳市中心，是每年吸引大量观光客的著名旅游景点，湖泊部分区域还有养鱼场的存在，人类活动的频繁使潜在的微塑料来源较多[19]。本研究发现南湖存在着较高水平的微塑料污染，且不同区域采样点的丰度水平有一定区别，湖边区域（S1—S10）的微塑料丰度显著低于湖中区域（S11—S14）（P<0.05），这一现象与南湖的水动力特性关系密切。岳阳南湖作为一个典型城市湖泊，其与东洞庭湖连接的闸口除洪水期外均为关闭状态，换言之，南湖在大多数情况下属于封闭性湖泊，水动力特性接近于内陆咸水湖[20]。水流在湖泊中央形成环流区域，导致微塑料在水流的作用下迁移并滞留于湖泊中央。与之相对，这可能是导致微塑料分布展现出“中高边低”的原因[21]。类似的情况在中国青海湖也有出现，根据Xiong等对青海湖表层水体微塑料的调查，环流中央的微塑料污染水平最高可达湖边区域的150多倍[20]。相邻的东洞庭湖则恰好相反，东洞庭湖属于典型自然淡水湖泊，水流集中于南侧鹿角流入，于城陵矶流出而汇入长江，这导致东洞庭湖微塑料丰度水平在入湖口、出湖口较高[9]。南湖与其他湖泊微塑料污染分布特征均可说明水动力因素对微塑料污染的分布起着重要的作用。值得注意的是，南湖水动力特性会在一定时期产生变化。当位于湖泊西侧的闸口开启时，南津港附近水域可能由于水流集中而导致微塑料丰度上升，累积于南湖之中的微塑料也会随之排入洞庭湖，对洞庭湖的环境产生影响[18]。与之类似，南湖北侧王家河水的汇入也可能挟带着微塑料进入南湖。后续研究应该注意对特殊时期的南湖进行调查分析，探明南湖与周边水环境微塑料污染的相互关系。在一些大型湖泊中，风力会对微塑料的分布特征产生影响，但南湖地处岳阳城区最为繁华的区域，周边高楼对风速的削弱效果十分明显，微塑料分布特征没有明显体现出风力的作用效果[22]。
作为一种新兴污染物，微塑料的研究时间较短，采样方法、实验室处理、统计分析等方面均无统一标准，世界上也无任何国家或机构出台微塑料污染水平划分的方法或建议。因此，目前所有微塑料污染水平的确定只能通过已有研究之间的相互对比进行，而这些对比也仅在研究方法类似和丰度单位相同时才有意义[23]。表1中列举了以相似方法进行统计的世界各地湖泊表层水体微塑料污染水平。通过对比可知南湖表层水体中微塑料污染水平显著高于大多数自然湖泊。与南湖相比，意大利的两个旅游湖泊波尔塞纳湖和秋士湖的人流量较小[24]；洪湖、鄱阳湖拥有较大的湖面面积，湖中心区域受到人类活动影响较少[9-10]。与之相对，位于中国武汉的北湖、长沙的跃进湖，以及土耳其的库库柯米克泻湖与南湖拥有类似的情况[15,25-26]：位于人口稠密的城市区域、湖泊面积较小等。南湖表层水体中的微塑料污染水平亦显著高于相邻的东洞庭湖（P<0.05），与洞庭湖其他两个区域南洞庭湖、西洞庭湖的差距更为明显，说明人类活动强度对微塑料污染水平的影响显著[27]。
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在南湖采集的14个表层水体样品中检测出的微塑料总量为1306个，本研究利用体视显微镜记录了它们的颜色、形状以及尺寸，这些粒子根据其形状被归类到纤维、微球及碎片三类之中（见图3、4）。
从颜色方面来看，透明的微塑料占据了最大的比例，达到了55.8%〔见图3（a）〕。黑色、蓝色是继透明之后较为常见的颜色，分别占比23.6%和14.3%。其余微塑料为红色（3.8%）、黄色（1.9%）、绿色（0.6%）。尺寸方面，微塑料的数量与其尺寸呈反比，尺寸从大到小的占比分别为53.9%、24.9%、19.3%、1.9%，各组数据之间差异显著（P<0.05）〔见图3（b）〕。微塑料形状方面，从南湖采集到的微塑料中纤维占据了90.7%的比例，与之相比，微球和碎片的占比很小，分别为4.8%和4.5%〔见图3（c）〕。
基于微塑料的形貌特征分析其来源是目前相关研究常用的方法。从微塑料的颜色方面来看，本研究与许多已有研究类似，透明微塑料占比较大，透明及简单染色的一次性用品大量使用是导致这一现象的原因。另一方面，在消解过程中使用的强氧化剂也可能导致一些着色粗糙的有色微塑料褪色[32]。用作交通工具中橡胶材料和渔场渔具的黑色、蓝色微塑料也在本研究中数量较多[33-34]。其余红、黄、绿色的微塑料也与日常生活中常见的塑料用品颜色相符。尺寸方面微塑料的数量与其尺寸呈反比。由于较大尺寸的微塑料可以在外界作用下裂解为多个小尺寸微塑料，这一现象是合理且常见的。
本研究从采集的1306个粒子中选择130个具有代表性的微塑料进行检测，检测结果如表2所示，共检测了100个纤维、10个微球和20个碎片，拣选的微塑料涵盖了收集到的不同形状、尺寸、颜色的微塑料，图5中展示了典型微塑料的显微红外光谱。聚酰胺（PA）则在纤维中占比最大，聚乙烯（PE）次之，再次为聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）。微球和碎片均以PE为主。少数微塑料被鉴定为聚丙烯（PP）和聚苯乙烯（PS）。
从FTIR检测结果来看，本研究中的微球和碎片均以聚乙烯为主，其广泛用于制造日用品、渔网及农用薄膜，在研究区域的来源十分广泛，比水更低的密度也使其容易漂浮于湖泊表面。环境中的聚乙烯微塑料可以导致生物毒性效应，也可以作为吸附其他污染物的载体，这一问题在微塑料老化之后更加严重[35-36]。俗称尼龙、涤纶的聚酰胺、聚对苯二甲酸乙二醇酯均属合成纤维最为常见的材料，和聚乙烯的情况类似，它们在南湖区域拥有较多潜在污染源，潜在生态风险亦不可忽视[37-38]。除此之外，少数粒子被鉴定为聚丙烯和聚苯乙烯，没有检出生态风险指数较高的聚氯乙烯等微塑料[39]。结合微塑料外观形态和化学成分分析的结果来看，居民日常生活、旅游业和渔业产生的大量纤维是南湖微塑料最重要的来源，而一次性塑料用品和日常护理品的使用则分别是碎片和微球状微塑料的来源[33,40-41]。
岳阳市近年来在南湖环境保护上举措甚多，如逐步建立生态环境保护管理体制、加强突出生态环境问题整改工作等[42]。南湖排污单位得到了有效管控，建立了南湖水质自动监测项目对南湖水质进行监测，南湖水质断面Ⅲ类达标率由2016年的8.3%提高至2020年的55%。碎片和小球的低丰度也反映出南湖水环境管理措施较为完善。然而，这类措施的效果更多地仅能反映在对微球和碎片微塑料的控制上，固体废物和污水、废水处理条件的改善对纤维微塑料去除率的作用有限，来自附近居民及游客的纺织品脱落、空气中纤维微塑料的沉降暂无有效措施可进行处理[43]。
在实验室环境下进行的动、植物微塑料暴露实验证实了纤维微塑料的毒性。纤维微塑料可以上调斑马鱼的甘油磷脂代谢，加剧氧化损伤和炎症，同时下调与营养缺乏相关的脂肪酰代谢[44]；250 μm尺寸的PET纤维微塑料可以引发秀丽隐杆线虫的多代毒性，受到影响的秀丽隐杆线虫出现了运动能力下降、生殖率下降等现象，相关毒性效应需要经过多代才能得以恢复[45]。此外，水环境中赋存的大量纤维微塑料可能使生物体摄入微塑料的量上升，从而加剧微塑料生物累积及食物链转移的风险。目前世界各地已有多项报告证明纤维微塑料在水生生物体内的赋存和累积，其中包括人类经常食用的鱼、虾、蛤蜊等，它们体内的纤维微塑料可以带来生物累积、污染物载体、添加剂释放等多方面的风险，人类作为食物链顶端的存在也会间接被动植物体内的微塑料所影响[46]。因此，南湖微塑料污染的防治在继续严控污废水和固体废弃物排放的同时，也应同时考虑处理工艺的改进以使其具备更强的微塑料处理能力[47]。
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（1）南湖表层水体中微塑料丰度在3050—7100 n·m−3之间，平均丰度为（4664±1742） n·m−3。相比包括东洞庭湖在内的自然湖泊较高，与其他城市湖泊的微塑料污染丰度接近。表明处于城市中心的岳阳南湖受到了比自然湖泊更加严重的微塑料污染，人类活动是微塑料污染水平的重要影响因素。
（2）南湖表层水体中微塑料的分布方式呈现中心高、周边低的特征。微塑料分布受到水动力条件的影响较为显著，城市内封闭性湖泊中央形成的环流区域成为了微塑料在南湖表层水体中的汇；南湖表层水体中微塑料以纤维状为主，碎片和微球状的微塑料数量较少，最常见的化学成分为聚乙烯，其次为聚酰胺和聚对苯二甲酸乙二醇酯。在水环境保护措施日益完善的背景下，仍需对相关措施进行改进以更加有效地应对微塑料污染威胁。
本研究中尚存在一定局限性需要在未来得到完善：1）综合考虑洪水期开闸等特殊时期的情况，进一步深入探讨水动力环境与南湖微塑料污染的相互关系；2）改进微塑料分析鉴定方式，定量分析南湖微塑料污染生态风险；3）结合最新研究进展和南湖实际情况，为南湖微塑料污染防控措施提供具体有效的科学意见。
典型城市湖泊岳阳南湖表层水体中的微塑料污染特征
Microplastics in surface water of a typical urban lake: A case study from Nanhu Lake, Yueyang City
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摘要: 微塑料是目前环境领域备受瞩目的新兴污染物，其污染监测基础数据仍存在许多空白亟待填补。本研究选择典型城市湖泊岳阳南湖为研究区域，对其表层水体微塑料污染进行研究。本研究在14个遍布南湖各个区域的采样点采集表层水体样品，基于湿式消解和密度分离方法对样品进行处理，并采用体视显微镜和显微红外光谱仪进行鉴定，对该区域45 μm—5 mm范围的微塑料污染水平、分布特征、潜在来源及风险进行探讨。研究结果表明，南湖表层水体微塑料丰度在3050—7100 n·m−3之间，平均值为（4664±1742）n·m−3，其污染水平高于大多数自然湖泊，与武汉、长沙等城市湖泊相当； 南湖表层水体中的微塑料更容易集中于湖泊中央区域，微塑料在南湖表层水体中的分布呈现“中高边低”的特点；南湖中检测到的微塑料以纤维状为主，其化学成分主要为聚乙烯、聚酰胺和聚对苯二甲酸乙二醇脂。由此可知，居民日常生活、旅游业、渔业是南湖微塑料的潜在来源；南湖表层水体微塑料的分布受到水动力条件影响显著；同时，研究区域对于碎片和微球微塑料的管控措施较为有效，而纤维微塑料仍大量赋存于南湖之中，这种情况需要得到重视，微塑料污染防控措施在未来需要进一步完善。Abstract: Microplastic is an emerging pollutant that has attracted wide attention. There still lacks the baseline data of microplastic pollution in many regions, which need to be filled urgently. This paper regarded the typical urban lake-Nanhu Lake in Yueyang City as the research area, and the microplastic pollution level in its surface water was studied. Fourteen sampling sites which were spread across the Nanhu Lake were set to collect surface water samples. Wet digestion oxidation and density separation were choosing as the methods to process water samples. The stereomicroscopy and micro-Fourier Transform infrared spectroscopy (μ-FTIR) were applied in identifying microplastics. The pollution levels, distribution characteristics, potential sources, and ecological risk of microplastics with a size range of 45 μm — 5 mm in Nanhu Lake were explored and discussed. The result showed that: 1) Microplastic concentrations of surface water in Nanhu Lake ranged from 3050 — 7100 n·m−3, with an average value at (4664±1742) n·m−3. The pollution level in Nanhu Lake was higher than most natural lakes, and not much different from the urban lakes in other cities, such as Wuhan and Changsha. 2) Microplastic was easier to gather in the central area of Nanhu Lake. The abundance of microplastics in the middle area was higher than that at the edge of this lake. 3) The most common shapes of microplastics in collected surface water samples from Nanhu Lake were fiber. The major polymer compositions were polyethylene (PE), polyamide (PA), and polyethylene terephthalate (PET). These findings indicated that surroundings residents’ daily life, tourism, and fisheries made a large contribution to the microplastics pollution in Nanhu Lake. And hydrodynamic characteristic is the critical factor for the distribution of microplastics in this lake. At the same time, we could know that the manage measures for debris and microsphere microplastics in this study area were more effective than fiber microplastics. A large number of fiber microplastics still existed in this urban lake. This phenomenon must be taken seriously and the prevention and control measures for microplastics should be further improved.
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Key words:
- microplastics /
- lake /
- surface water /
- urban
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据统计，2014—2019年全国共发生突发环境事件约1 900起，其中生态环境部直接调度指导处置的突发环境事件434起，水污染事件约占60%[1-2]。我国水系发达，当发生突发水环境事件时，很大程度上会影响到事发点下游集中式饮用水水源地。因环境污染造成县级城市集中式饮用水水源地取水中断的突发环境事件为重大突发环境事件；因环境污染造成设区的市级以上城市集中式饮用水水源地取水中断的突发环境事件为特别重大突发环境事件[3]。因此，当遇到可能影响到下游饮用水源地的突发环境事件时，应急处置应格外谨慎。在实际操作过程中宁紧勿松，然而这样也会使事件应急处置难度提高、时间延长、经济代价增大。
我国《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)[4]的109项水质项目中，分为地表水环境质量标准基本项目、集中式饮用水地表水源地补充项目和集中式饮用水地表水源地特定项目3类，分别有24项、5项和80项。若非集中式饮用水地表水源地的地表水体中发生突发环境事件，且涉及的污染物类别属于集中式饮用水地表水源地补充项目或特定项目，影响到集中式饮用水地表水源地水质的，则存在执行标准缺失的问题；同时，《地表水环境质量标准》中个别指标严于同类型的世界卫生组织(WHO)或美国国家标准[5-7]，如锑的浓度限制标准比WHO严格3倍，铊的浓度限制标准比美国严格4倍。
本研究遵循“饮用水源地安全、资源的可持续利用、因地制宜、目标导向、严格控制”的原则，提出了在非集中式饮用水地表水源地执行的容许浓度要求及计算方法，适用于主体为河流及河流型湖库，理论上污染物类别包括所有在河流中不会发生自降解的物质。研究内容是对现行《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)的补充，可为环境应急管理提供参考。
1. 特征污染物容许浓度的计算思路
1.1 特征污染物源强和通量调查与分析的内容
源强调查内容包括：1)流域内各段河流水体中特征污染物浓度采样监测；2)流域内各段河流水体中特征污染物本底值情况调查分析；3)流域各段河流河道底泥中特征污染物情况调查分析。在前述污染物源强调查分析基础上，核算出流域内各段河流特征污染物通量。
1.2 特征污染物容许浓度的计算步骤
1)水域概化。将天然水域概化成顺直河道与稳态水流，将污染源概化成点源，利用合适的数学模型描述水质变化规律。
2)基础资料调查与评价。调查与评价各段水域水文资料(流速、流量、流向、水位等)和水域水质资料，收集污染物排放量与浓度资料、支流资料(支流数量、流量、流速与污染物浓度)等，并进行数据一致性分析，形成数据库。
3)控制点选择。根据水环境功能区划和水域内的水质敏感点位置分析，确定水质控制断面的位置和浓度控制标准。
4)水质模型建立。根据实际情况选择建立水质模型。
5)容许浓度计算。应用设计水文条件和上下游水质限值条件进行水质模型计算，确定水域的水环境容量。充分考虑源头污染物通量、汇入支流污染物通量与河道底泥释放污染物通量等，在保证不影响下游集中式饮用水水源地水质的情况下得出实际环境管理可用的特征污染物容许浓度。
2. 特征污染物容许浓度的计算单元的选择
2.1 计算单元的选择
以流域常规监测断面作为控制节点，将整个区域作为一个整体进行计算，将排入各河段的各种污染物作为输入条件，进行模拟演算。监测断面一定要反映环境敏感点的水质，且要保证出境水质达到下一水域的水质标准。
2.2 计算模型的选择
2.2.1 模型选择
1)零维水质模型。零维水质模型，即污染物进入河道就假设其完全混合均匀(溶解或分散)，且以此均匀体为整体分散(稀释作用)，将污染物泄漏点至环境敏感受体间的河道作为一个整体，污染物在这一整体河道内均匀混合。该模型适用于持久性污染物，河流为恒定流，即流量稳定、水质均匀的河流状态，此时可不考虑污染物进入水体的混合距离。具体见式(1)。
C0=(C1×Q+q)/Q (1) 式中：C0为污染物与河水混合均匀后的质量浓度，mg∙L−1；C1为上游来水中污染物质量浓度，mg∙L−1；Q为污染物泄漏点至下游某处区段内全部水量，L；q为污染物泄漏量，mg。
2)忽略弥散的一维稳态水质模型。忽略弥散的一维稳态水质模型，即一维稳态稀释、降解综合模式，忽略污染物的纵向弥散系数(在稳态条件下，纵向弥散系数对结果影响小)。该模型适用于非持久性污染物，河流为恒定流。当污染物在河流横向上达到完全混合后，分析污染物在纵向即水流方向输移、转化的变化情况时采用此模型。具体见式(2)
C=C0e(−KL86400U) (2) 式中：C为下游某处污染物质量浓度，mg∙L−1；C0为污染物初始质量浓度，mg∙L−1；K为污染物的衰减速度常数，d−1；L为污染物泄漏点至下游某处河流长度，m；U为河流流速，m∙s−1。
3)一维动态混合模式。非持久性污染物、非恒定流采用一维动态混合模式。该模型适用于预测任何时刻的水质状况。具体见式(3)和式(4)。
[∂(Ac)∂t]+[∂(qc)∂x]=[∂(dA×∂c∂t)∂x]+As (3) A=q/u (4) 式中：A为过水断面面积，m2；u为断面平均流速，m∙s−1；q为流量，m3∙s−1；d为纵向弥散系数，m2∙s−1；c为某污染物在x断面t时刻的质量浓度，mg∙m−3；s为各种源和漏的代数和。
从上述公式可以看出，c是一个空间与时间的函数。当已知边界浓度后(即泄漏点位置河道中污染物的浓度)，可根据时间步长和空间步长一步一步向下求解，即可得到c值。
边界浓度(cbj)与污染物泄漏入河量M、泄漏时间t、河流流量Q等有关，其计算公式见式(5)。
cbj=M/(t×Q) (5) 式中：M为污染物泄漏入河的量，g；t为污染物泄漏时间，s；Q为泄漏点断面河道流量，m3∙s−1；cbj即为c在泄漏点的表征。随着污染物在河道中向下游推移，c是变化的。
以上3种计算数学模型为比较常见的污染物在水中的扩散模型。污染物扩散模型还有很多，比如二维、三维模型等，若是在基础数据及参数齐备的条件下，其预测的准确度会更高。但考虑到突发环境事件的特点，模型所需基础数据的收集比较困难；同时，应急处置应综合考虑最不利条件，有利于应急指挥与调度，因此，在应急处置阶段常常使用的是简单但危险性表征为最大的零维水质模型，即将特征污染物概化为保守物质或持久性污染物(如此设定可忽略特征污染物的自然衰减作用及河道其他物质对特征污染物的衰减作用，其危害性表征为最大)，进入水体后视为完全均匀混合。
2.2.2 容许浓度计算数学模型(零维模型)的变换
容许浓度计算数学模型(零维模型)见式(6)~式(9)。
C=T86.4Q (6) T=T总−T支流−T底泥 (7) T=T总−T支流−T底泥 (8) T支流=∑nn=0CnQn (9) 式中：C为预测断面容许质量浓度，mg∙L−1；T为预测断面污染物通量，kg∙d−1；Q为预测断面流量，m3∙s−1；T总为流域污染物总通量，kg∙d−1；T支流为预测河段所有汇入支流污染物通量，kg∙d−1；T底泥为预测河段底泥释放污染物通量，kg∙d−1；Cn为各支流污染物质量浓度，mg∙L−1；Qn各支流流量，m3∙s−1；n为河流的支流数。
为满足更严格的水质要求，确保下游集中式饮用水水源地水环境安全，降低流域水环境风险，应以集中式饮用水地表水源地水质标准限值为基准，推导出上游各控制断面特征污染物最高容许浓度。同时，要求任一河段执行的容许浓度值不得直接导致其他相关河段特征污染物浓度超过其容许浓度值，当各河段特征污染物稳定低于容许浓度值后，可商请结束本次事件应急状态，解除应急响应。
3. 执行容许浓度的经济社会效益案例分析
以我国西部地区某尾矿库尾矿砂泄漏导致下游河流突发锑污染事件为例，分析了若执行本研究方法计算出的容许浓度时的经济社会效益。
2015年11月23日，我国西部地区某尾矿库因尾矿砂泄漏造成相关流域水体锑污染。该事件锑污染范围涉及A、B、C三省。在该事件的应急处置阶段，由于上游河流没有饮用水源地功能，而我国现行地表水环境质量标准相应功能区划中未设置锑标准，故全流域只能参照“集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值”中的锑限值0.005 mg·L−1执行。而由于历史遗留原因及本次事件泄漏尾矿砂的影响，流域内有约100 km的河道因残存在河床上的尾矿砂中的锑与上覆水不断交换释放，使得各控制断面长时期处于轻度超标状态。为尽快全线达到0.005 mg·L−1的标准限值，解除应急响应状态，当地政府必须加大人力、物力、财力进行控制，加上时处隆冬季节，低温及冰冻天气给现场应急工作造成了极大不便。
通过事后三省的环境应急监测数据分析并通过情景反演分析可知，若此次锑污染事件执行《WHO饮用水水质准则》(第4版，2011年)中关于锑的标准值0.020 mg·L−1，本次突发事件虽难以避免A与B两省省界断面超标，但可避免B和C两省省界断面超标，并可大大缩短应急响应时间。A省自启动应急响应至出省断面锑质量浓度降至0.020 mg·L−1，理论上可提前50 d解除应急响应；B省自A、B两省省界锑质量浓度超过0.020 mg·L−1至B、C两省省界锑质量浓度降至0.020 mg·L−1，理论上，B省可以提前49 d解除应急响应；C省自地表水中锑质量浓度开始超过0.020 mg·L−1至全线降至0.020 mg·L−1，理论上可以提前16 d解除应急响应。因此，若本次事件应急处置过程中执行对环境安全的WHO水质准则，与执行0.005 mg·L−1标准限值相比，本次事件理论上可提前16~50 d解除应急响应，三省均可减少一定量的人力、物力和财力投入。
通过事后统计得知，本次事件直接经济损失总计约6×107元。其中，A省约2×107元，包括管线引水工程、应急监测费用、筑坝拆坝费用、药剂投加费用、引流河槽开挖工程、山泉水引流工程、溢流井临时封堵和加固工程、尾砂/底泥清淤工程、涵洞口应急处置工程、行政费用等10项应急处置费用和财产损失；B省约1.6×107元，包括管线引水工程费用、车辆送水、筑坝拆坝工程费用、药剂投加、水利调蓄、应急监测、应急保障、行政费用等8项应急处置费用和财产损失；C省2.4×107元，包括管线引水、水厂除锑、水源安全、应急监测、车辆送水、行政费用等6项应急处置费用和财产损失。
通过情景反演分析，执行WHO水质准则限值的经济效益呈如下特点。
1)对A省直接经济支出的影响较大。应急监测费用和行政费用支出按照减少的应急响应天数(减少应急天数50 d)折算，应急监测费用减少约4.5×105元，行政费用支出减少约1.2×106元；应急投药工程按照投药量减少50%计算，支出费用减少约2.65×106元。因此，直接经济损失共减少约4.3×106元。
2)对B省直接经济支出有一定影响。应急监测费用和行政费用支出按照减少的应急响应天数(减少应急天数49 d)折算，应急监测费用减少约1.65×106元；行政费用支出减少约2.1×106元，故直接经济损失共减少约3.75×106元。
3)对C省的应急支出的影响。理论上C省除开展入境断面的地表水水质监测和水厂除锑工艺改造外，不需要开展管线引水、水源安全、应急监测、车辆送水等应急工程；由此可减少财产损失约1.5×105元，管线饮水工程费用减少约8.9×106万元，车辆送水工程费用减少约9×105元，应急水源保障工程费用减少约4.7×106元，应急监测费用减少约2.85×106元，应急行政费用减少约8×105元。因此，直接经济损失共减少约1.83×107元。
综上所述，如果此次事件中锑执行WHO水质准则限值0.02 mg·L−1，与执行0.005 mg·L−1标准限值相比，三省直接经济损失可减少约2.635×107元，约占实际直接经济损失(6×107元)的44%。若此次突发锑污染事件应急处置中饮用水源地上游各河段执行本研究提出的阶梯式容许浓度(浓度值0.005 0~0.120 0 mg·L−1)，同样可大幅缩减应急处置时间并减少经济损失，而且此浓度范围能够保证下游集中式饮用水源地水质安全，并符合相应地区水环境功能区划要求。
4. 结语
根据笔者所在研究团队亲历的多宗突发环境事件积累的经验，将集中式饮用水源地的污染物标准嫁接到非饮用水源地会导致标准偏于严格，因而有必要制定基于水环境风险控制的应急处置阶段的环境质量标准体系，以便最大限度地缩短应急处置时间，并降低应急处置成本。
当突发环境事件发生时，若采用阶梯式容许浓度应对事件处置，可在大幅度缩减应急响应时间的基础上，减少应急投药量，缓解投加的药剂对河道水生生态的影响，缩短生态恢复时长，减少对人民群众生产生活的影响，更多地保障群众利益和社会和谐稳定。同时，使用阶梯式容许浓度，可促使地方政府调整产业结构、优化产业布局，充分考虑水环境承载能力，在保证产业发展前提下淘汰落后的生产工业装备和技术。
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图 2 南湖表层水体微塑料污染水平
Figure 2. Pollution level of microplastics in surface water of Nanhu Lake
图 3 岳阳南湖微塑料的外形特征
Figure 3. Morphological characteristics of microplastics in Nanhu Lake
图 5 南湖典型微塑料的显微红外光谱图
Figure 5. FTIR spectrum of Typical microplastics collected from Nanhu Lake
表 1 湖泊表层水体中微塑料的分布
Table 1. Occurrence of microplastics in surface water of lakes
地点 Location 国家 Country 采集下限/μm Lower limit 丰度/（n·m−3） Abundance 数据来源 Reference 波尔塞纳湖 意大利 300 0.82—4.42 [24] 秋士湖 意大利 300 2.68—3.36 [24] 巴塔哥尼亚诸湖 阿根廷 38 0.9 [28] 库库柯米克泻湖 土耳其 50 3000—124000 [26] 太湖 中国 47 3400—25800 [29] 北湖 中国 50 8925 [15] 洪湖 中国 50 1250—4650 [9] 滇池 中国 20 800—6000 [30] 跃进湖 中国 45 7050 [25] 鄱阳湖 中国 50 5000—34000 [10] 乌梁素海 中国 75 3120—11250 [31] 南洞庭湖 中国 45 367—1567 [27] 西洞庭湖 中国 45 433—1500 [27] 东洞庭湖 中国 50 900—2800 [9] 南湖 中国 45 3050—7100 本研究 
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表 2 南湖表层水体中微塑料的化学成分
Table 2. Polymer composition of microplastics in Nanhu Lake
化学成分 Polymer 纤维 Fiber 微球 Pellet 碎片 Fragment 总计 Total 聚乙烯 PE 32 9 11 52 聚酰胺 PA 43 0 0 43 聚对苯二甲酸乙二醇酯 PET 22 0 3 25 聚丙烯 PP 3 0 4 7 聚苯乙烯 PS 0 1 2 3 总计 Total 100 10 20 130
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