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Aug 28, 2023

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Wissenschaftliche Berichte Band 12, Artikelnummer: 15459 (2022) Diesen Artikel zitieren

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Das allgegenwärtige Vorkommen anthropogener Partikel, einschließlich Mikroplastik, in der Meeresumwelt hat in den letzten Jahren weltweit an Aufmerksamkeit gewonnen. Infolgedessen wurden viele Methoden entwickelt, um die Menge und Art von Mikroplastik in der Meeresumwelt abzuschätzen. Allerdings gibt es immer noch keine standardisierten Protokolle dafür, wie verschiedene Meeresmatrizen beprobt werden sollten oder wie diese Partikel extrahiert und identifiziert werden, was einen aussagekräftigen Datenvergleich schwierig macht. Schwimmendes Mikroplastik wird durch Winde und Strömungen beeinflusst, weshalb zu erwarten ist, dass die Konzentrationen im Laufe der Zeit stark schwanken. Da jedoch bekannt ist, dass sowohl hochdichtes als auch das meiste anfänglich schwimmende Mikroplastik schließlich sinkt und sich auf dem Meeresboden absetzt, werden Meeressedimente als geeignete Matrix für die Überwachung von Mikroplastik vorgeschlagen. Es wurden mehrere Prinzipien, Geräte und Protokolle zur Extraktion von Mikroplastik aus Meeressedimenten vorgestellt, es fehlt jedoch ein umfassender Vergleich der verschiedenen Schritte in den Protokollen anhand realer Umweltproben. Daher wurden in dieser Studie verschiedene Protokolle zur Vorbehandlung und anschließenden Dichtetrennung zur Extraktion von Mikroplastik aus Replikatproben von Meeressedimenten verglichen. Zwei Vorbehandlungsmethoden, eine mit anorganischen Chemikalien (NaClO + KOH + Na4P2O7) und eine mit Schweinepankreasenzymen, sowie eine ohne Vorbehandlung des Sediments, wurden in Kombination mit zwei häufig verwendeten Salzlösungen hoher Dichte verglichen Wird zur Dichtetrennung verwendet: Natriumchlorid (NaCl) und Zinkchlorid (ZnCl2). Beide Vorbehandlungsmethoden entfernten effektiv organische Stoffe und beide Salzlösungen extrahierten leichtere Kunststoffpartikel wie Polyethylen (PE) und Polypropylen (PP). Es wurde festgestellt, dass die effizienteste Kombination, chemische Vorbehandlung und Dichtetrennung mit ZnCl2, mehr als 15-mal mehr Partikel (≥ 100 µm) aus dem Sediment extrahiert als andere Behandlungskombinationen, was größtenteils durch die hohe Präsenz und effiziente Extraktion von ZnCl2 erklärt werden kann PVC-Partikel.

Anthropogene Mikropartikel, darunter Mikroplastik, Lackpartikel, Reifen- und Straßenabriebpartikel, sind Partikel im Größenbereich zwischen 1 und 1000 μm1, die vom Menschen absichtlich oder versehentlich in die Umwelt freigesetzt werden2. Aktivitäten an Land sind die Hauptquelle für Mikroplastikpartikel in der Meeresumwelt3. Primäres Mikroplastik, das absichtlich in Produkte und Anwendungen eingearbeitet wird, kann in der Meeresumwelt ebenso nachgewiesen werden wie Verschleiß- und Reibungspartikel, z. B. Textilfasern oder Reifengummi, und die große Klasse von Mikroplastik aus sekundärem fragmentiertem Makroplastik1. Es wird erwartet, dass Plastikmüll, der ins Meer gelangt, aufgrund physikalischer, chemischer und biologischer Prozesse wie UV-Strahlung, Wellenwirkung und biologischem Abbau zersetzt und fragmentiert wird3. Schätzungen zufolge machen schwimmende Partikel etwa 1 % der Menge an Plastikmüll aus, die weltweit in die Ozeane gelangt4. Tatsächlich werden die meisten dieser Kunststoffpartikel früher oder später sinken und auf dem Meeresboden landen5, wodurch das Sediment zu einer Senke für Mikroplastik und damit auch zu einem potenziellen Expositionsweg für diese Partikel gegenüber Meeresorganismen wird6,7. Aus Überwachungssicht liefert die Probenahme von Oberflächenwasser oder der Wassersäule Momentaufnahmeinformationen über die Mikroplastikverschmutzung an einem bestimmten Standort7. Allerdings werden an der Oberfläche schwimmende Kunststoffpartikel zum Zeitpunkt der Probenahme stark von Wind, Gezeiten und Strömungen beeinflusst7. Im Gegensatz dazu kann die Überwachung von Sedimentmikroplastik ein stabileres Bild der langfristigen Ansammlung liefern, indem die lokalen oder regionalen Verschmutzungsgrade auf der Zeitskala von Jahren bis Jahrzehnten integriert werden8,9. Aus diesem Grund basiert die Überwachung der meisten herkömmlichen Gefahrstoffe auch auf einer Sedimentanalyse10,11,12,13,14.

Es gibt keine Standardmethode zur Isolierung von Mikroplastikpartikeln aus Sedimenten. Der gebräuchlichste Ansatz ist jedoch die Dichtetrennung mit unterschiedlichen Salzlösungen; Basierend auf den Dichteunterschieden zwischen Kunststoff- und Sedimentpartikeln schwimmen leichte Partikel wie Mikroplastik, während schwerere Partikel sinken. Üblicherweise verwendete hochdichte Flüssigkeiten sind Natriumchlorid (NaCl) mit einer Dichte von 1,2 g/cm3, Zinkchlorid (ZnCl2) mit einer Dichte zwischen 1,5 und 1,7 g/cm3 oder Natriumiodid (NaI) mit einer Dichte zwischen 1,6 und 1,8 g/cm315,16,17,18. Zunächst wird das Sediment mit der hochdichten Flüssigkeit vermischt, gerührt und absetzen gelassen. Die schwereren Mineralpartikel des Sediments sinken zu Boden, während die leichteren Partikel wie Mikroplastik und natürliche organische Partikel aufgrund ihrer geringeren relativen Dichte an die Oberfläche schwimmen. Diese Dichtetrennung kann in einem Becherglas, Scheidetrichter oder speziell entwickelten Sedimentextraktoren, z. B. dem Munich Plastic Sediment Separator (MPSS)19, erreicht werden. Anschließend wird der Überstand oder die schwimmende Fraktion durch eine oder mehrere Membranen mit unterschiedlichen Maschenweiten filtriert, wobei die Partikel zur Erleichterung der Analyse in Größenfraktionen sortiert werden. Anschließend werden die Membranen visuell und/oder spektroskopisch analysiert20. Zu den Protokollen kann eine Vorbehandlung der Sedimente vor der Extraktion gehören21,22, um natürliches organisches Material aufzuschließen, Störungen während der Analyse zu minimieren und die Matrix zu dissoziieren und so die Mikroplastikpartikel für die Extraktion leichter zugänglich zu machen. Die meisten Protokolle verwenden jedoch eine Probenvorbereitung nach der Extraktion, die auf einer aufwändigen Behandlung mit Enzymen oder oxidativen chemischen Reagenzien16,23,24,25 basiert, um die anschließende Analyse mittels Spektroskopie26,27,28 zu erleichtern. Die ausgewählte Behandlung sollte störende natürliche Partikel effizient entfernen, ohne die Kunststoffe chemisch oder physikalisch zu beschädigen29,30,31.

In Überwachungsempfehlungen10,14,32 wird häufig vorgeschlagen, eine Teilmenge visuell untersuchter Mikroplastikproben, die repräsentativ für die Probe sind, durch spektroskopische Identifizierung zu validieren. Es wird jedoch nicht angegeben, welche Partikel ausgewählt werden sollten, außer dass sie repräsentativ für die Partikel sein sollten, die sich in der Matrix befinden. Die Auswahl selbst kann eine potenzielle Verzerrung bei der Mikroplastikanalyse von Umweltproben darstellen. Die visuelle Analyse, die sowohl eine visuelle als auch eine taktile Identifizierung und manchmal auch eine Partikelerwärmung, d. h. das Stechen des Partikels mit einer heißen Nadel, umfasst, wurde wegen der Gefahr einer Fehlidentifizierung kritisiert, was zu einer falsch negativen und falsch positiven Identifizierung von Kunststoffpartikeln führt20,33,34 ,35. Andererseits baut die Spektroskopie auf der Interpretation chemischer Spektren auf36 und kann spektroskopische Hinweise auf die Identifizierung von Mikroplastik liefern, einschließlich der spezifischen Polymerzusammensetzung2. Allerdings kann es bei der computergestützten Identifizierung von Datenbankübereinstimmungen zu Abweichungen kommen37,38, und die Voreingenommenheit des Bedieners kann auch zu einer Verzerrung bei der spektroskopischen Identifizierung führen39. Darüber hinaus ist die manuelle spektroskopische Identifizierung aller Partikel in einer Probe zeitaufwändig, und es wurde noch keine Einigung über die Kriterien für die spektrale Übereinstimmung erzielt. Es werden automatisierte Methoden mit höherem Durchsatz entwickelt und eingesetzt, die die spektroskopische Untersuchung aller Partikel mithilfe einer festen computergestützten Anweisung ermöglichen, um die Voreingenommenheit des Bedieners zu minimieren39,40. Allerdings sind die automatisierten Methoden aus Monitoring-Sicht noch nicht vollständig etabliert und hinsichtlich Zeit- und Kosteneffizienz36,40 erprobt.

Das Hauptziel dieser Studie bestand darin, die Effizienz verschiedener Vorbehandlungen, Dichtetrennungslösungen und ihrer Kombinationen für die Extraktion von Mikroplastik aus natürlichen schlammigen Meeressedimenten zu bewerten. Um die gegenseitige Genauigkeit der Identifizierungsmethoden zu bewerten, wird außerdem ein visueller Ansatz gefolgt von einer chemischen Identifizierung verwendet. Daher verglichen wir drei Bedingungen: eine Nicht-Vorbehandlung des Sediments, eine enzymatische Behandlung und eine anorganische chemische Behandlung in Kombination mit zwei Dichtetrennlösungen, NaCl und ZnCl2 (3 Behandlungen und 2 Dichtetrennlösungen, \(n=3\). mal 2=6\)41).

Zehn Sedimentkerne wurden am 24. Oktober 2018 an einer Station in Askeröfjorden, N58°5′21′′ E11°48′6″ (Mitte), außerhalb von Stenungsund, schwedische Westküste, mit einem Gemini-Kernbohrer gesammelt. Das Sediment wurde gemäß den Empfehlungen der Schwedischen Geotechnischen Gesellschaft42 als sandiger, schlammiger Gyttja-Ton charakterisiert. Bioturbations- und benthische Makrofaunaarten wurden identifiziert, wobei die Art Amphiura spp. am häufigsten vorkommt. und Arctica islandica. Die oberen 2 cm aller Kerne wurden gepoolt, in einem 10-l-Edelstahltopf mit einem Edelstahllöffel homogenisiert und in 15 Glasbehälter mit Glasdeckeln mit einem Volumen von jeweils 200 ml (ca. 314 g) überführt (Tabelle 1). ). Alle Proben wurden bis zur weiteren Analyse bei 8 °C gelagert.

Sedimentproben wurden gewogen, bevor eine Teilprobe von 5 ml entnommen und zur Analyse des Wassergehalts 24 Stunden lang bei 105 °C getrocknet wurde. Die Sedimentproben (n = 15) wurden in drei Gruppen eingeteilt, eine Gruppe wurde mit anorganischen Chemikalien behandelt (n = 4), eine mit Enzymen (n = 5) und die dritte blieb unbehandelt (n = 6). Die Behandlung mit anorganischen Chemikalien basiert auf einem von Strand und Tairova 201622 entwickelten Protokoll, wurde jedoch leicht modifiziert, da es aus einer Mischung von 0,67 mol/L NaClO, 0,45 mol/L KOH und 0,022 mol/L Na4P2O7 bestand. Ungefähr 400 ml der chemischen Behandlung (das Doppelte des Sedimentvolumens) wurden in die Glasbehälter mit Glasdeckeln mit dem Sediment gegeben. Die Proben wurden 1 Stunde lang bei Raumtemperatur auf einem oszillierenden Rührtisch bei 160 U/min inkubiert. Nach der chemischen Behandlung war ein zusätzlicher Spülschritt erforderlich, um den pH-Wert zu senken und die Ausfällung von Zinkhydroxiden zu verhindern. Anschließend wurde das Sediment durch Zugabe von Milli-Q-Wasser gewaschen, gefolgt von kräftigem Schütteln und Zentrifugieren für 30 Minuten bei 1000 U/min. Dieser Waschvorgang wurde dreimal wiederholt. Zwischen den Wiederholungen wurde der Überstand entfernt und neues Milli-Q-Wasser hinzugefügt. Der Überstand wurde durch einen 50-μm-Filter filtriert, der für die weitere Analyse aufbewahrt wurde. Nach der Zentrifugation wurden die Sedimente zurück in die Glasbehälter überführt. Schweinepankreasenzyme wurden für die enzymatische Verdauung organischer Stoffe verwendet43. Eine gepufferte Enzym-Arbeitslösung wurde hergestellt, indem eine Kapsel des pharmazeutischen Enzyms (Creon 40.000, Abbott Laboratories GmbH, Deutschland, Mylan) pro 10 ml Tris-Hydrochlorid-Lösung (Trizma, pH 8,0, 1 M, 0,2 μm gefiltert, Sigma-) gelöst wurde. Aldrich, T3038, USA). Eine vollständige Auflösung wurde durch leichtes Erwärmen (30 °C) und 30-minütiges Schütteln bei 125 U/min auf einem beheizten Inkubationsschüttler (New Brunswick Scientific, Innova 40) erreicht. Zehn ml der Arbeitslösung wurden pro Gramm Nassgewicht (WW) Sediment in ein vorgewaschenes Glasgefäß gegeben. Die Sediment-Enzym-Lösung wurde gemischt und der pH-Wert mit einem pH-Indikatorstäbchen bestimmt. Der pH-Wert wurde bei Bedarf durch Zugabe weiterer Tris-Hydrochlorid-Lösung auf 8,0 eingestellt. Die gefüllten Glasbehälter wurden verschlossen und über Nacht bei 37,5 °C auf dem Inkubationsschüttler kräftig geschüttelt (150 U/min).

Der Grad des Abbaus wurde durch TOC-Analyse unter Verwendung eines Elementaranalysators quantifiziert, der an ein Isotopenverhältnis-Massenspektrometer (20–22, Secron Ltd., Crewe, UK) vor und nach der Abbaubehandlung gekoppelt war.

Um die Wirksamkeit zweier unterschiedlicher, weit verbreiteter Dichtetrennungslösungen, NaCl (Dichte 1,2 g/cm3) und ZnCl2 (1,8 g/cm3), zu vergleichen, wurden die vorbehandelten Proben in zwei Gruppen eingeteilt, die mit ZnCl2 (n = 7) weiterverarbeitet wurden NaCl (n = 8). Die Dichtetrennung wurde mit dem Kristineberg Microplastic Sediment Separator (KMSS) durchgeführt. Dieser Separator wurde im eigenen Haus in Anlehnung an den Münchner Kunststoffseparator19 entwickelt, ist jedoch kleiner, sowohl in der Höhe als auch in der Breite, mit einer steileren Neigung am Standrohr und einem Glaszylinder über dem Sedimentbehälter zur Überwachung der Sedimentation (Abb. 1). .

Der Kristineberg-Mikroplastik-Sedimentabscheider (KMSS) wurde nach dem Vorbild des Münchner Kunststoffabscheiders entwickelt (Imhof et al., 2012). Teil 1, Sedimentbehälter mit Rotor und Bodenventil, Teil 2, Glaszylinder, Teil 3 Standrohr und Oberteil Trennkammer mit Kugelventil und Filterhalter.

Nach der Vorbehandlung wurden die Sedimentproben in den Bodensedimentbehälter des KMSS überführt, der Standrohrteil des Turms montiert und der im Boden des Turms positionierte Rotor eingeschaltet. Die Salzlösung wurde durch das Bodenventil eingeführt und auf 85 % des Turmvolumens gefüllt. Drei Stunden später wurde der Rotor abgeschaltet und man ließ das Sediment absetzen. Nach 12 Stunden Absetzen wurde die Trennkammer oben auf dem Standrohr montiert und der Turm mit der Dichtetrennflüssigkeit, entweder ZnCl2 oder NaCl, gefüllt. Nach dem Befüllen wurde das Kugelventil geschlossen, der Flüssigkeitsspiegel abgesenkt und die Trennkammer entfernt. Als nächstes wurde die Trennkammer auf den Kopf gestellt und die Lösung filtriert. Das der Vorbehandlung mit anorganischen Chemikalien ausgesetzte und mit ZnCl2 abgetrennte Sediment wurde durch ein 300 μm Polyamid (PA)-Netz filtriert und die verbleibende obere Lösung gesammelt. Aufgrund des hohen Mineralgehalts wurde eine zweite Trennung mit ZnCl2 in einem Becherglas durchgeführt Inhalt. Nach der Zweitdichte-Trennung (24-stündiges Rühren und Stehenlassen) wurde die Lösung durch einen PA-Filter mit einer Maschenweite von 100 μm filtriert. Für die enzymatisch und nicht behandelten Proben sowie alle mit NaCl extrahierten Proben wurde nur eine Trennung durchgeführt, da im Vergleich zur Vorbehandlung mit anorganischen Chemikalien und der Trennung mit ZnCl2 weniger Mineralpartikel extrahiert wurden. Die Lösung wurde durch zwei PA-Filter mit den Maschenweiten 300 μm und 100 μm filtriert. Nach der Filtration wurden die Filter mit Milli-Q-Wasser gespült, um Salzkristalle zu entfernen.

Alle bei der Probenahme verwendeten Geräte wurden im Labor mit Milli-Q-Wasser gereinigt und gespült, bevor sie in einer kunststofffreien Abzugshaube getrocknet wurden. Zur Lagerung der Sedimentproben wurden Glasbehälter mit Glasdeckel verwendet, zur Homogenisierung des Sediments ein Edelstahltopf und ein Edelstahllöffel. Alle Proben wurden bis zur Verarbeitung im Labor in ihren Glasflaschen aufbewahrt. Alle Geräte und Laboroberflächen wurden vor der Laborarbeit gereinigt und es wurden nur Laborkittel und -kleidung aus Baumwolle getragen. Das ZnCl2 wurde durch drei Membranen von 10 μm, 5 μm und 1 μm filtriert. Das NaCl wurde durch 10 μm filtriert.

Es wurden sechs Blindproben ohne Sediment verarbeitet, eine für jede Kombination aus Vorbehandlung und Dichtetrennlösung. Alle Rohlinge wurden wie die entsprechende Sedimentprobe behandelt, die von der Reinigung der Flaschen vor der Probenahme, im Feld, während der Lagerung, Behandlung, Trennung und Analyse stammte.

Die Analyseabläufe folgten den aktuellen Konsensrichtlinien, die entweder veröffentlicht wurden oder als Arbeitsentwürfe von regionalen Meereskonventionen und der Europäischen Kommission verfügbar waren10,14,32. Alle Filter wurden zunächst visuell mit einem Stereomikroskop (Leica M205 C 80–160× Wetzlar, Deutschland) untersucht. Anschließend wurden alle Partikel, die nach Karlsson et al. visuell als vermutlich anthropogen identifiziert wurden, entfernt. 202044 wurden mit einer Pinzette auf verschiedene Aluminiumoxidfilter mit einer Porengröße von 200 nm (Whatman Anodisk 25) übertragen. Ein Filter für jede Behandlung und Größenfraktion, dh die auf der 300-μm-Masche gesammelten Partikel wurden zu einem Aluminiumoxidfilter bewegt, und die Partikel aus der 100-μm-Masche wurden zu einem anderen bewegt. Die aus der Zentrifugationslösung gesammelten Partikel wurden ebenfalls in einen Filter überführt. Wenn mehr vermutete Partikel vorhanden waren, als in einen Anodisk-Filter passen, wurden zwei Filter verwendet. Der gesamte Bereich der Anodisk-Filter mit Partikeln wurde mit einem Lichtmikroskop (Zeiss, AxioImager) abgebildet. Alle Partikel (gesammelt auf den 300-μm-Filtern, 100-μm-Filtern und aus der Zentrifugationslösung 50 μm) wurden anhand ihres visuellen Erscheinungsbilds gemäß Karlsson et al. charakterisiert. 202044 wurden ihre 2D-Form, 3D-Form, Festigkeit, Farbe und klassische visuelle Identifizierung notiert. Anschließend wurden alle Partikel aus dem 300-μm-Filter und alle Partikel auf acht zufällig ausgewählten 100-μm-Proben mit Raman-Mikroskopie (Witec, alpha 300R) unter Verwendung eines 532-nm-Lasers und eines 600-g/mm-Gitters chemisch identifiziert. Die Laserleistung wurde basierend auf dem Polymer, der Signalintensität, der Größe der Partikel und der Vergrößerung ausgewählt. Die Spektren wurden in einem Wellenzahlbereich von 200 bis 3500 cm−1 gemessen und zur Identifizierung mit unserer hauseigenen Bibliothek verglichen (HQI mindestens 75, Mehrheiten über 80). Die Bibliothek besteht aus Spektren, die wir von bekannten Kunststoffpartikeln, einschließlich verwitterter Partikel, erhalten haben, sowie aus Spektren aus den Spektraldatenbanken RUFF45 und ST Japan. Zum Vergleich wurden 300-µm-Filter aus zwei zufällig ausgewählten Proben auch chemisch mit Fourier-Transformations-Infrarotspektroskopie, FTIR (Thermo Scientific Nicolet iN10) im Transmissionsmodus (256 Scans, Auflösung 4 cm−1, Spektralbereich 4000–675 cm−1) identifiziert , Detektor gekühlt durch flüssigen Stickstoff und korreliert mit 256 Hintergrundscans). Die Partikel im Überstand der Zentrifugationslösung (alle anorganischen Vorbehandlungen und eines der Enzyme vorbehandelt) wurden zunächst visuell charakterisiert, bevor sie mit Raman-Mikroskopie analysiert wurden. Die verbleibenden Partikel auf dem PA-Filter (300 μm, 100 μm und 50 μm aus der Zentrifugationslösung) aus zwei Zufallsproben, d. h. die Partikel, die visuell nicht als anthropogene Partikel identifiziert wurden, wurden mit Raman-Mikroskopie analysiert, um falsch negative Ergebnisse zu identifizieren.

Die aus dem Sediment extrahierten anthropogenen Partikel wurden zunächst mithilfe eines Stereomikroskops nach ihrem visuellen und taktilen Erscheinungsbild kategorisiert44,46. Die verwendeten Kategorien waren halbtransparentes Mikroplastik, weißes Mikroplastik, schwarzes festes Elastomer, Farbpartikel, synthetische Fasern und andere anthropogene Mikropartikel (Abb. 2). Auf dem 300-μm-Filter waren die meisten Kunststoffpartikel halbtransparent (59 % von 277 Partikeln) und wurden anhand offensichtlicher Unterschiede in der Morphologie optisch in drei Unterklassen eingeteilt. Unterklasse 1 hatte ein Streifenmuster, Unterklasse 2 bestand aus kugelförmigen Mustern und Unterklasse 3 bestand aus halbtransparenten Partikeln, die weder Streifen noch kugelförmiges Muster aufwiesen. Alle Partikel innerhalb der visuellen Unterklasse 1 wurden als PE (n = 106) bestätigt, und alle Partikel innerhalb der Unterklasse 2 wurden als PP (n = 15) bestätigt (Abb. 3). In der Unterklasse 3 wurden Polymere wie PS und PMMA identifiziert. Dies impliziert, dass in diesem Fall die visuelle Identifizierung verwendet werden könnte, um die halbtransparenten Partikel in Unterklassen mit unterschiedlichen Polymerzusammensetzungen zu unterteilen. Die spezifischen Oberflächenmuster der halbtransparenten PP- und PE-Partikel weisen darauf hin, dass sie beide aus unterschiedlichen Quellen stammen. Insgesamt wurden 66 % der halbtransparenten Partikel auf dem 300 μm-Filter als PE und 10 % als PP identifiziert (Abb. 4A). Wie erwartet wurden mehr anthropogene Partikel auf dem 100-μm-Filter gesammelt, insgesamt 4329 Partikel (Abb. 4B, Tabelle 1). Auf den 100-µm-Filtern gab es zwei Hauptkategorien von Kunststoffpartikeln, halbtransparente und weiße, die 46 % bzw. 38 % der Gesamtzahl ausmachten. Bei allen spektroskopisch analysierten Partikeln (n = 335) wurde visuell bestätigt, dass es sich um PE, PP und PVC handelte. Aus dem Überstand der Zentrifugationsproben wurde der Großteil der Partikel (64 %) als semitransparent kategorisiert und spektroskopisch als PE (n = 47) und PP (n = 9) identifiziert.

Kategorien typischer Partikel, halbtransparente Kunststoffpartikel, weiße (PVC-Partikel), Farbpartikel, schwarze Elastomere, synthetische Fasern und andere anthropogene Mikropartikel.

Halbtransparente Kunststoffpartikel der Unterklasse 1 (PP) und Unterklasse 2 (PE).

Partikelkonzentration anthropogener Mikropartikel für Partikel (A) größer als 300 μm, (B) zwischen 100 und 300 μm und (C) größer als 100 μm.

Die höchste Konzentration, 2,82 Mikroplastikpartikel pro g Trockengewicht (DW) Sediment, wurde in den Proben gefunden, die der anorganischen chemischen Vorbehandlung ausgesetzt und mit ZnCl2 extrahiert wurden. Die meisten dieser Partikel (74 %) wurden als PVC identifiziert (Abb. 4). Die Anzahl der PVC-Partikel war in der Kombination aus anorganisch-chemischer Vorbehandlung und ZnCl2 im Vergleich zu den anderen Behandlungen deutlich höher, 1,81 bis 2,29 PVC-Partikel/g TW-Sediment im Vergleich zu 0–0,12 PVC-Partikel/g TW-Sediment (Abb. 4C) .

Die Konzentration an semitransparenten Kunststoffpartikeln, also hauptsächlich PP- und PE-Partikeln, lag zwischen 0,25 und 0,76 Partikel pro g Trockenwassersediment. Die höchsten Konzentrationen an semitransparentem Mikroplastik wurden in mit Enzymen vorbehandelten und mit NaCl extrahierten Proben gefunden. Die niedrigste Konzentration wurde unabhängig von der Dichtetrennungslösung in Proben festgestellt, die nicht zur Entfernung labiler organischer Stoffe behandelt wurden. Unabhängig von der Behandlung oder der Lösung zur Dichtetrennung ist jedoch ein gewisser Unterschied in der Partikelverteilung zu erwarten, da es nicht möglich ist, vollkommen identische Sedimentproben zu erhalten.

Aus den Rohlingen wurden nur zwischen 5 und 13 Partikel pro Probe extrahiert, darunter nur die Kategorien semitransparentes Mikroplastik, synthetische Fasern und andere anthropogene Mikropartikel. In den mit ZnCl2 extrahierten Blindproben gehörten die meisten anthropogenen Partikel zur Kategorie der anderen anthropogenen Mikropartikel, während in den mit NaCl extrahierten Proben halbtransparente Kunststoffpartikel dominierten, gefolgt von synthetischen Fasern und anderen anthropogenen Mikropartikeln. Aus keiner der Blindproben wurden weiße Mikroplastikpartikel extrahiert. Die Blindprobe mit der höchsten Anzahl an extrahiertem Mikroplastik stammte aus der Vorbehandlung mit Enzymen und wurde mit NaCl extrahiert. Dabei wurden 13 Partikel identifiziert, von denen 10 als semitransparentes Mikroplastik der Unterklasse 3 kategorisiert wurden. Alle Partikel wurden visuell als anthropogen identifiziert in den Blindproben sind in Abb. 4 dargestellt.

Der Vergleich der extrahierten Partikel aus der Blindprobe mit den Partikeln in den Sedimentproben zeigt einen signifikanten Unterschied in den Kunststoffkonzentrationen zwischen den Blindproben und den Sedimentproben, p < 0,001 (2-Proben-T-Test) (Abb. 4).

Es bestehen wissenschaftliche Bedenken hinsichtlich der visuellen Identifizierung von Mikroplastikpartikeln, da die Gefahr einer Voreingenommenheit zwischen den Bedienern und das Risiko sowohl falsch positiver als auch falsch negativer Identifizierungen besteht20,33,34,35. Die auf den PA-Membranen verbliebenen Partikel nach der Entfernung aller Partikel, bei denen mithilfe der Stereomikroskopie festgestellt wurde, dass sie aus Kunststoff bestehen, d. h. aller Partikel, die visuell als nicht anthropogen angesehen wurden, wurden mithilfe der Raman-Mikroskopie analysiert. Auf den Membranen aus der Vorbehandlung mit Enzymen und extrahiert mit NaCl wurden 3 Partikel auf der 300 μm und 11 Partikel auf der 100 μm als Kunststoffe identifiziert, was 2 % bzw. 13 % entspricht. Auf Membranen aus der Vorbehandlung mit anorganischen Chemikalien und der Extraktion mit ZnCl2 waren auf jeder Membran noch 5 Partikel zurückgeblieben, die später als Kunststoff identifiziert wurden, was 1 % der Gesamtpartikelmenge entspricht. Dies zeigt, dass zumindest in der vorliegenden Studie ein erfahrener Bediener mithilfe visueller und taktiler Identifizierungstechniken in der Lage war, Kunststoffpartikel bis zu einer Größe von 100 μm mit wenigen falsch-negativen Ergebnissen zu identifizieren.

Die beiden Vorbehandlungen (anorganische Chemikalien und enzymatisch), die dazu dienten, die Klebrigkeit organischer Stoffe in der Probe zu verringern und so die Mikroplastik-Matrix-Adhäsion aufzubrechen, wurden mittels TOC-Analyse funktionell bewertet. Die anorganisch-chemische Vorbehandlung hatte einen TOC-Gehalt von 1,55 %, während die unbehandelte Probe 2,89 % aufwies. Andererseits zeigte die enzymatische Behandlung einen höheren TOC-Wert von 4,02 %, was höchstwahrscheinlich darauf zurückzuführen ist, dass Enzyme der Probe Kohlenstoffe hinzufügen. Aus den Wiederfindungsraten geht jedoch klar hervor, dass bei Partikeln > 300 μm die identifizierten Partikelkonzentrationen aus den verschiedenen Vorbehandlungsmethoden denen der unbehandelten Proben ähnlich waren, was zeigt, dass, wenn nur Partikel > 300 μm von Interesse sind, eine Vorbehandlung erforderlich ist. Eine Behandlung ist nicht erforderlich. Für kleinere, leichtere Partikel (PVC ausgenommen) zwischen 100 und 300 μm wurde jedoch ein signifikanter Konzentrationsunterschied zwischen vorbehandelten und unbehandelten Proben festgestellt (p = 0,00116). Darüber hinaus gibt es einen signifikanten Unterschied (p < 0,001) in den Kunststoffkonzentrationen in den Sedimentproben, die mit anorganischen Chemikalien vorbehandelt und mit ZnCl2 extrahiert wurden, was hauptsächlich auf die hohe Extraktion von PVC-Partikeln in dieser Kombination zurückzuführen ist.

Unsere Ergebnisse stimmen mit Enders et al. überein. (2017), die KOH in Kombination mit NaClO zur Verdauung von Fischmägen testeten und zeigten, dass diese Behandlung das Gewebe effektiv verdaut. Darüber hinaus testeten sie, ob die Behandlung die Raman-Spektren von 12 gängigen Polymeren beeinflusste, und fanden nur eine geringe Peakalternation für Acrylnitril-Butadien-Styrol-Partikel (ABS); Dennoch konnten sie dieses Polymer identifizieren30. Es hat sich auch gezeigt, dass die enzymatische Behandlung das Gewebe effektiv43 verdaut, ohne herkömmliche Kunststoffe zu schädigen47.

Mit ZnCl2 war die Extraktionseffizienz von Kunststoffpartikeln höher als mit NaCl. Schwerere Polymere wie PVC wurden mit ZnCl2 (Abb. 4) gewonnen, jedoch nicht mit NaCl, wie aufgrund der geringeren Dichte der NaCl-Salzlösung zu erwarten ist. Aus Überwachungssicht ist NaCl eine attraktive Alternative, da es ungiftig und kostengünstiger als ZnCl2 ist (ZnCl2 in technischer Qualität kostet ~ 4 Euro pro kg). Allerdings wird NaCl nicht empfohlen, wenn es um Partikel mit einer höheren Dichte als 1,2 g/cm3 geht, z. B. Polyethylenterephthalat (PET) oder PVC. Für eine umfassende Polymerextraktion sollte eine Lösung mit höherer Dichte (> 1,5 g/cm3) empfohlen werden, da damit die meisten Polymere, einschließlich PET und PVC, extrahiert werden können. Für arktische Mikroplastik-Überwachungsprogramme wurde kürzlich eine Dichte von mindestens 1,6 g/cm3 für salzhaltige Dichtetrennungslösungen empfohlen14.

In Proben, die entweder mit anorganischen Chemikalien oder Enzymen zur Entfernung labiler organischer Stoffe vorbehandelt wurden, wurden im Vergleich zu nicht vorbehandelten Proben höhere Konzentrationen an Mikroplastikpartikeln festgestellt. Dies zeigt, dass ein Vorbehandlungsschritt die Extraktion von Mikroplastik verbessert. Werden jedoch nur Partikel > 300 μm berücksichtigt, war der Vorbehandlungsschritt nicht notwendig. Beide Lösungen zur Dichtetrennung, NaCl und ZnCl2, extrahierten erfolgreich leichtere Mikroplastikpartikel wie PE und PP. Darüber hinaus wurden durch die Kombination der anorganischen Vorbehandlung mit ZnCl2 erfolgreich PVC-Partikel extrahiert. Aus Monitoring-Sicht stimmen unsere Ergebnisse mit dem Arctic Monitoring and Assessment Program (AMAP)14 überein, das eine Dichte von mindestens 1,6 g/cm3 empfiehlt, um eine umfassende Polymerextraktion zu erreichen, die auch PET- und PVC-Partikel umfasst.

Die während der aktuellen Studie verwendeten und analysierten Datensätze sind auf begründete Anfrage beim jeweiligen Autor erhältlich.

Acrylnitril-Butadien-Styrol

Programm zur Überwachung und Bewertung der Arktis

Trockengewicht

Fourier-Transformations-Infrarotspektroskopie

Mikroplastik-Sedimentabscheider von Kristineberg

Münchner Sedimentabscheider aus Kunststoff

Polyamide

Polyethylen

Polyethylenterephthalat

Polymethylmethacrylat)

Polypropylen

Polystyrol

Polyvinylchlorid

Nassgewicht

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Wir möchten Kjell Nordberg und der Besatzung des R/V Oscar von Sydow, Kalle Haikonen für seinen bedeutenden Beitrag zum Bau des Dichtetrennturms und Chiranart Petchpromsorn für die grafische Zeichnung des Dichtetrennturms danken.

Open-Access-Finanzierung durch die Universität Göteborg. Diese Studie wurde vom Nordischen Ministerrat, dem Harmic-Projekt, der schwedischen EPA, dem JPI Oceans-Projekt BASEMAN, dem JPI Oceans-Projekt ANDROMEDA und dem JPI Oceans-Projekt FACTS finanziert.

Abteilung für Meereswissenschaften, Meeresforschungsstation Kristineberg, Universität Göteborg, Fiskebäckskil, Schweden

Karin Mattsson, Elisabet Ekstrand und Martin Hassellöv

IVL Schwedisches Umweltforschungsinstitut, Meeresforschungsstation Kristineberg, 451 78, Fiskebäckskil, Schweden

Maria Granberg und Kerstin Magnusson

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Ka.M., Ke.M., MG und MH entwickelten die Idee für diese Forschung, die Konzeption und Gestaltung der Arbeit. Ke.M. und MH entwarf den Separator, KMSS EE und MG führten die Extraktion der Partikel durch. Ke.M. die anthropogenen Partikel visuell identifiziert. Ka.M. maß und identifizierte die Partikel mit LM, Raman-Mikroskopie und FTIR und war maßgeblich an der Erstellung des Manuskripts beteiligt. Ka.M., Ke.M. und MH analysierte und interpretierte die Daten. Alle Autoren haben das endgültige Manuskript gelesen und genehmigt.

Korrespondenz mit Karin Mattsson.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Mattsson, K., Ekstrand, E., Granberg, M. et al. Vergleich von Vorbehandlungsmethoden und Flüssigkeiten hoher Dichte zur Optimierung der Mikroplastikextraktion aus natürlichen Meeressedimenten. Sci Rep 12, 15459 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-19623-5

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Eingegangen: 19. April 2022

Angenommen: 31. August 2022

Veröffentlicht: 14. September 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-19623-5

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