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Abstract

Mikroplastik in der Umwelt ist ein hochaktuelles und kontroverses Forschungsfeld, welches besonders mit seiner Interdisziplinarität hervorsticht: Neben Ökotoxikologen forschen u.a. Hydrologen, Modellierer und Materialwissenschaftler gemeinsam, um die Thematik umfassend zu untersuchen. Bezüglich der Ausbreitung in der aquatischen Umwelt wird Mikroplastik dabei häufig vereinfacht mit natürlichem Sediment verglichen, ohne dass diese Übertragbarkeit grundlegend geprüft wurde. Daher wird in diesem Beitrag anhand von drei Faktoren - den Partikeleigenschaften, dem Transportverhalten und der Ökotoxikologie - die Vergleichbarkeit von Mikroplastik und natürlichem Sediment betrachtet und abschließend bewertet.
Originalbeiträge
Mitt Umweltchem Ökotox 26. Jahrg. 2020/ Nr. 2
Mikroplastik = Sediment?
Kryss Waldschläger (waldschlaeger@iww.rwth-aachen.de), Aachen
Abstract.
Mikroplastik in der Umwelt ist ein hochaktuelles und kontro-
verses Forschungsfeld, welches besonders mit seiner Inter-
disziplinarität hervorsticht: Neben Ökotoxikologen forschen
u.a. Hydrologen, Modellierer und Materialwissenschaftler ge-
meinsam, um die Thematik umfassend zu untersuchen. Bezüg-
lich der Ausbreitung in der aquatischen Umwelt wird Mikro-
plastik dabei häufig vereinfacht mit natürlichem Sediment
verglichen, ohne dass diese Übertragbarkeit grundlegend
geprüft wurde. Daher wird in diesem Beitrag anhand von drei
Faktoren den Partikeleigenschaften, dem Transportverhalten
und der Ökotoxikologie die Vergleichbarkeit von Mikroplastik
und natürlichem Sediment betrachtet und abschließend
bewertet.
Einleitung
Die Umweltforschung ist geprägt von aktuellen Themen,
welche zeitweise besonders viel Aufmerksamkeit erhalten: dies
waren in den 1960er Jahren die Radioaktivität, in den 1980er
Jahren persistente organische Schadstoffe, in den 1990er
Jahren der Klimawandel und derzeit liegt ein besonderer Fokus
auf dem anthropogenen Eintrag von Mikro- und Makroplastik in
die Umwelt (Borja and Elliott, 2019). Wie bei allen Schwer-
punktthemen stellt sich die Frage, ob die große Aufmerk-
samkeit gerechtfertigt ist. Ist Mikroplastik nicht einfach als eine
Art „künstliches Sediment“ anzusehen, auf welches die theore-
tischen Grundlagen und das bisher erworbene Wissen zu
natürlichen Sedimenten übertragen werden kann? Diese Frage
wird im Folgenden anhand von mehreren Gesichtspunkten
diskutiert.
Mikroplastik ist üblicherweise definiert als Plastikpartikel mit
einem Durchmesser < 5 mm, welche sowohl primärer als auch
sekundärer Herkunft sein können. Primäres Mikroplastik um-
fasst bereits in Dimensionen < 5 mm hergestellte Plastik-
partikel, wie Präproduktionspellets, Microbeads aus Körper-
pflegeprodukten oder polymeres Strahlmittel, während sekun-
däres Mikroplastik in der Umwelt bei der Degradation oder
Fragmentierung größerer Plastikpartikeln oder -produkte ent-
steht (Arthur et al., 2009). Begründet in den unterschiedlichen
Entstehungsarten kann Mikroplastik in der Umwelt außerdem
in unterschiedlichen Partikelformen vorliegen, hervorzuheben
sind hierbei Pellets, Bruchstücke, Fasern, Schäume und
Folien. Besonders häufig werden Mikroplastikpartikel aus Poly-
ethylen, Polypropylen und Polyvinylchlorid in der Umwelt nach-
gewiesen, was zum einen in den hohen Produktionsvolumina
dieser Polymere, die gemeinsam über 80% der Gesamt-
produktion ausmachen, und zum anderen in ihrer vorwie-
genden Verwendung in der Verpackungsindustrie begründet
liegt (PlasticsEurope, 2019). Grundsätzlich kann Mikroplastik
jedoch aus allen Polymeren entstehen.
Eintrag, Verteilung und nachgewiesene Konzentrationen
in der Umwelt
In die Umwelt eingetragen wird Mikroplastik über punktuelle
Quellen - Einleitungen aus Fabriken und abwassertechnischen
Anlagen - und über diffuse Quellen - Littering, Wind und
Oberflächenabfluss. Von dort kann es über weite Strecken
transportiert werden: so konnte großräumiger atmosphärischer
Transport beispielsweise bereits über Mikroplastikfunde in
einem abgelegenen See in der Mongolei nachgewiesen
werden. In der aquatischen Umwelt sind besonders Flüsse für
den Transport von Mikroplastik aus inländischen Quellen in die
Ozeane bekannt, in denen Mikroplastik ebenfalls über weite
Strecken transportiert werden kann. Abbildung 1 zeigt eine
Übersicht der maximalen nachgewiesenen Mikroplastik-
konzentrationen in den einzelnen Umweltbereichen, wobei im
Wasser die fluviale, limnische und marine Belastung ange-
geben ist, im Sediment/Boden zusätzlich die Belastung in
landwirtschaftlichem und privatem Boden und für atmos-
phärische Belastungen die Deposition aus städtischer sowie
ländlicher Luft angegeben werden. Für eine umfangreichere
Aufstellung und Analyse der nachgewiesenen Umweltkonzen-
trationen sei auf Waldschläger et al. (2020) verwiesen.
Hervorzuheben ist hier jedoch die geringe Repräsentativität der
nachgewiesenen Konzentrationen für die allgemeine Belas-
tung der Umwelt mit Mikroplastik, da die Konzentrationswerte
zeit- und ortabhängig sind und in der aquatischen Umwelt
häufig ausschließlich die Wasseroberfläche beprobt wird
(Waldschläger et al., 2020). Aufgrund des geringen Verständ-
nisses der Verbreitungsmechanismen von Mikroplastik in der
aquatischen Umwelt konnte bisher kein umfassendes Moni-
toring über längere Zeiträume und unter Verwendung reprä-
sentativer Messmethoden durchgeführt werden.
Abb. 1: Konzentrationsvergleich in unterschiedlichen Umwelt-
bereichen
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Originalbeiträge
26. Jahrg. 2020/ Nr.2 Mitt Umweltchem Ökotox
Vergleich mit natürlichem Sediment
Immer wieder wird ein Vergleich von Mikroplastik und natür-
lichem Sediment gezogen, besonders im Hinblick auf drei
Betrachtungspunkte: Partikeleigenschaften, Transport und
Umweltschädigungspotential. Es stellt sich daher die Frage:
Können wir Mikroplastik als „künstliches Sediment“ ansehen
oder ist es bei seiner Betrachtung in der aquatischen Umwelt
klar von natürlichem Sediment abzugrenzen?
Partikeleigenschaften. Während Sedimentkörner grundsätz-
lich als granular angesehen werden und sich vorwiegend in
ihrem Durchmesser unterscheiden (Chamley, 1990; Frings,
2004), sind Mikroplastikpartikel hoch variabel in all ihren Par-
tikeleigenschaften (Rochman et al., 2019; Kooi and Koelmans,
2019). Eine Polyamid-Fasern mit einem Durchmesser von 1
µm und ein Polyethylen-Pellet mit einem Durchmesser von 5
mm unterscheiden sich in ihren Oberflächeneigenschaften,
ihrer chemischen Zusammensetzung sowie ihrer Dichte und
werden trotzdem beide als Mikroplastik bezeichnet. Von „dem
Mikroplastikpartikel“ zu sprechen ist daher unzureichend
(Rochman et al., 2019).
Eine Betrachtung der Partikeleigenschaften von Mikro-
plastik und von natürlichem Sediment in Tabelle 1 hebt die
unterschiedlichen Eigenschaften und Charakteristika hervor.
Tabelle 1: Partikeleigenschaften von Mikroplastik und natür-
lichem Sediment im Vergleich.
Natürliches
Sediment
Mikroplastik
Partikeldurchmesser
[mm]
Ton: < 0,004
Schluff:
0,004 0,063
0,001 - 5
Sand: 0,063 2
Kies: 2 - 63
Dichte [g/cm³]
2,651
0,02 1,58
Partikelform
Granular1
Pellets,
Bruchstücke,
Fasern, Folien,
Schäume,
Microbeads
Entwicklung der
Partikelgröße entlang
des Flusslaufs
Abnehmend
von Quelle bis
zur Mündung
Kein Trend2
1 Vereinfachte Betrachtung, die jedoch allgemein üblich ist
(Chamley, 1990). 2 Klein et al. (2015)
Die hoch variablen Partikeleigenschaften von Mikroplastik sind
dabei schwer zusammenzufassen. Zur wissenschaftlichen
Beschreibung von Mikroplastik in seiner Gesamtheit schlagen
Kooi and Koelmans (2019) daher die Verwendung einer drei-
dimensionalen Wahrscheinlichkeitsverteilung der Partikel-
eigenschaften Größe, Form und Dichte vor, welche auf
bisherigen Umweltbeprobungen beruht. Bei einem Vergleich
der Verteilung von Umweltpartikeln und von Organismen auf-
genommenen Partikeln kann so eine Aussage über die Biover-
fügbarkeit der unterschiedlichen Mikroplastik-Partikel getroffen
werden (Kooi and Koelmans, 2019).
Transportverhalten. Für das Transportverhalten von Mikro-
plastik im Gewässer ist die Partikeldichte besonders wichtig.
Während Sediment mit einer durchschnittlichen Dichte von
2,65 g/cm³ immer schwerer als Wasser ist und damit vorzugs-
weise absinkt, ist etwa die Hälfte des in der Umwelt gefun-
denen Mikroplastiks leichter als Wasser (Waldschläger and
Schüttrumpf, 2019b).
Um das Transportverhalten von Mikroplastik in Fließgewässern
methodisch zu untersuchen und einen Vergleich zu natür-
lichem Sediment zu ziehen, wurden am Institut für Wasserbau
und Wasserwirtschaft der RWTH Aachen University daher die
Transportprozesse Erosion vom Gewässerboden, Partikel-
aufstieg und Partikelsedimentation sowie die Infiltration von
Mikroplastik in fluviale Gewässerböden mit physikalischen
Modellversuchen untersucht (Waldschläger and Schüttrumpf,
2019a, 2019b). Ein besonderer Fokus lag dabei auf den Aus-
wirkungen von Dichte, Durchmesser und Form der Mikro-
plastikpartikel auf ihr Transportverhalten.
Das Erosionsverhalten von Mikroplastik ist dabei besonders
von der Partikelform und der Partikelgröße des Mikroplastiks
und dem Korndurchmesser des natürlichen Sedimentbodens
abhängig. Die kritische Schubspannung, welche zu einer
Initiierung der Partikelbewegung benötigt wurde, lag in den
Versuchen zwischen 0,002 und 0,233 N/m². Im Vergleich mit
einer theoretischen Berechnung aus dem klassischen Sedi-
menttransport, dem Shields-Diagramm, wurde deutlich, dass
das Mikroplastik in den Versuchen deutlich früher transportiert
wurde als erwartet, sodass von einer höheren Mobilität der
Mikroplastikpartikel in Fließgewässern ausgegangen werden
kann als für vergleichbare Sedimentkörner (Waldschläger and
Schüttrumpf, 2019b).
Die Sink- und Steiggeschwindigkeiten der Mikroplastikpartikel
wurden ebenfalls für Partikel mit variierenden Partikeleigen-
schaften untersucht. Die Sinkgeschwindigkeiten lagen dabei
zwischen 0,39 cm/s für Polyamid-Fasern und 18,4 cm/s für
große Polyvinylchlorid-Pellets, die Aufstiegsgeschwindigkeiten
zwischen 0,65 cm/s für Polyethylen-Bruchstücke und 31,4 cm/s
für expandierte Polystyrol-Kugeln. Eine Übertragung der
theoretischen Ansätze zur Berechnung von Sedimentations-
geschwindigkeiten aus dem klassischen Sedimenttransport,
wie beispielsweise Stokes‘ oder Dietrichs Sedimentations-
formeln, lieferte sehr ungenaue Ergebnisse, die um 40 bis
355% von den physikalischen Ergebnissen abwichen. Dem-
nach ist auch das Absink- und Aufstiegsverhalten von Mikro-
plastik nicht mit dem von Sedimentkörnern vergleichbar.
Hierbei spielte besonders die Partikelform eine wichtige Rolle,
da die Widerstände und die sekundären Bewegungen im
Absink- und Aufstiegsprozess der Partikel deutlich höher und
ausgeprägter sind. Dies lässt sich allein durch die Vorstellung
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Mitt Umweltchem Ökotox 26. Jahrg. 2020/ Nr. 2
vom Absinken einer Faser, einer Folie und einer Kugel im
Wasser verdeutlichen (Waldschläger and Schüttrumpf, 2019a).
Die Infiltration von Mikroplastik in den Gewässerboden wurde
mit der Infiltration von Feinsedimenten verglichen. Hierbei
zeigte sich, dass besonders die Porosität des Bodens und das
Verhältnis der Partikeldurchmesser von Bodensediment und
Mikroplastik einen Einfluss auf die Infiltrationstiefe nehmen. Die
Infiltrationstiefen waren grundlegend mit denen aus der
Feinsedimentinfiltration vergleichbar. Es wurde deutlich, dass
bei Probenahmen immer die Korngrößenverteilung des natür-
lichen Sedimentbodens mit betrachtet werden sollte, beson-
ders in Kombination mit den Ergebnissen zur Partikelerosion.
Nur so können fundierte Aussagen über Umweltbelastungen
der aquatischen Sedimente getroffen werden.
Umweltschädlichkeit. Obwohl die Polymere aus denen Mikro-
plastik besteht grundsätzlich als inerte Materialien bezeichnet
werden, weisen sie eine komplexe Zusammensetzung aus
Monomeren, Oligomeren und Additiven auf. Letztere werden
dabei gezielt in der Produktion und der Verarbeitung zugefügt,
um die Produkteigenschaften zu verbessern und können bis zu
50% der Produktmasse ausmachen (Rochman et al., 2019).
Gelangt Mikroplastik nun in die Umwelt, können diese
Chemikalien ausgewaschen werden. Zusätzlich können in der
Umwelt vorhandene, häufig hydrophobe Schadstoffe an der
Oberfläche des Mikroplastik akkumulieren und in andere
Gebiete transportiert werden (Koelmans et al., 2017; Liu et al.,
2019). Damit kann Mikroplastik sowohl als Primär- und
Sekundärquelle, als Transportvektoren sowie als Senke so
genannter persistenter und organischer Schadstoffe wie
Bisphenol A oder von Schwermetallen angesehen werden (Liu
et al., 2019; Rochman et al., 2019). Natürliches Sediment kann
hingegen nur als Sekundärquelle von zuvor aus der Umgebung
adsorbierten Schadstoffen, sowie als Transportmedium und als
Senke dieser Schadstoffe fungieren.
Die Konzentrationen der Schadstoffe an der Partikeloberfläche
des Mikroplastiks kann bis zu 6 Größenordnungen höher sein
als im umgebenden Wasser (Mato et al., 2001), variieren je-
doch aufgrund der hoch variablen Oberflächeneigenschaften
von Mikroplastik enorm. Chen et al. (2017) verglichen die
Schadstoffkonzentrationen an Mikroplastikpartikeln aus dem
Nordpazifikstrudel mit Grenzwerten für diese Schadstoffe, die
für Sediment festgelegt wurden. Dabei wiesen 84% der be-
probten Mikroplastikpartikel Schadstoffkonzentrationen auf,
mit denen negative Effekte auf Biota verbunden werden
(Canadian Council of Ministers of the Environment., 2001).
Die resultierende Schadstoffzusammensetzung am Mikro-
plastik ist hoch variabel, so dass eine einheitliche Aussage zur
Ökotoxikologie von Mikroplastik nicht möglich ist (Besseling et
al., 2017; Campanale et al., 2020; Koelmans et al., 2017). Die
Schadstoffe stehen jedoch im Verdacht krebserregend, die
Fruchtbarkeit beeinträchtigend, Verhaltensstörungen verur-
sachend und das Hormonsystem beeinflussend zu ein
(GESAMP, 2015). Wissenschaftliche Studien sind bei der
Bewertung von Mikroplastik geteilter Meinung: Während einige
Studien bisher keine negativen Auswirkungen von Mikroplastik
auf Biota nachweisen konnten, insbesondere bei Beachtung
umweltrelevanter Konzentrationen, fanden andere Studien
negative Folgen auf die Genexpression, das Überleben und die
Fortpflanzungsleistung eines Organismus (Koelmans et al.,
2017; Campanale et al., 2020; Völker et al., 2019; Foley et al.,
2018).
Offene Forschungsfragen
Viele Fragen sind trotz der intensiven Forschung und des
bestehenden Forschungsfokus auf Mikroplastik noch offen. In
Zukunft muss in allen Forschungsbereichen besonders auf die
Diversität der Mikroplastik-Partikel hinsichtlich ihrer Partikel-
eigenschaften und der assoziierten Umweltschadstoffe ge-
achtet werden. Die Vereinfachung, von „dem Mikroplastik“ zu
sprechen, ist hierbei nicht weiter tragbar, sodass stattdessen
von einer Kontaminantengruppe gesprochen werden sollte
(Rochman et al., 2019).
Hydro-numerische Simulationen, welche derzeit überwiegend
die Grundlagen aus dem Sedimenttransport zur Beschreibung
des Mikroplastiktransports verwenden (u.a. Cable et al., 2017;
Hardesty et al., 2017; Siegfried et al., 2017), sollten unter
Beachtung der oben genannten Erkenntnisse zukünftig ihre
Modellierungsgrundlagen anpassen oder die Ungenauigkeit
ihrer Ergebnisse deutlicher hervorheben. In diesem Zusam-
menhang müssen außerdem weitere Untersuchungen hin-
sichtlich der Auswirkungen von Bewuchs und Degradation
bzw. Fragmentierung der Mikroplastikpartikel auf das Trans-
portverhalten durchgeführt werden.
Bei ökotoxikologischen Betrachtungen sollte zum einen auf
umweltrelevante Konzentrationen eingegangen werden und
zum anderen das Transportverhalten und damit die Expo-
sition einzelner Organismen mit bestimmten Mikroplastik-
partikeln beachtet werden. So kommen benthische Organis-
men vermutlich vorwiegend mit Mikroplastikpartikeln aus Poly-
merarten, die schwerer als Wasser sind, in Kontakt. In diesem
Zusammenhang sollten Studien, die Umweltproben ana-
lysieren, zusätzlich eine Information zur Partikelgrößen-Vertei-
lung und bei Sedimentproben zusätzlich zur Korngrößen-
verteilung des umgebenden Sediments geben.
Interessant wäre außerdem ein Vergleich der Schadstoffkon-
zentrationen am Mikroplastik mit Schadstoffkonzentrationen an
natürlichem Sediment. In einigen Ländern gibt es für
Sedimente bereits festgelegte Schadstoffgrenzwerte, wie
beispielsweise die Canadian Environmental Quality Guidelines
(Canadian Council of Ministers of the Environment., 2001).
Diese wurden bereits von Chen et al. (2017) zur Einordnung
der Belastung von marinem Mikroplastik im Vergleich zur
Sedimentbelastung angewandt, wobei eine Schadstoff-
belastung des Mikroplastiks aufgedeckt werden konnte, die für
Sedimente mit negativen Folgen für Biota assoziiert wird. Auf
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dieser Grundlage sollten zukünftig vergleichende Bilan-
zierungen von Sediment und Mikroplastik aufgestellt werden,
um die zusätzliche Belastung der Umwelt durch Mikroplastik
und die damit verbundenen Schadstoffe zu quantifizieren. In
der deutschen Umsetzung der Europäischen Wasserrahmen-
richtlinie werden bisher vorwiegend Grenzwerte für Schad-
stoffe im Wasser angegeben, bei Sedimenten sind in der Ober-
flächengewässerverordnung hingegen einzig für Schwer-
metalle (z.B. Kupfer, Arsen, Chrom) und für PCB Grenzwerte
angegeben. Dies sollte zukünftig ergänzt und Mikroplastik
grundsätzlich als Parameter des Monitorings aufgenommen
werden.
Abschließend bleibt zu sagen, dass Mikroplastik aufgrund
seiner hohen Diversität hinsichtlich der Partikeleigenschaften
und, da es im Gegensatz zu natürlichem Sediment als Primär-
quelle von Schadstoffen in der aquatischen Umwelt dienen
kann, eindeutig nicht als „künstliches Sediment“ bezeichnet
werden kann. Daher ist bei Vergleichen zwischen natürlichem
Sediment und Mikroplastik Vorsicht geboten.
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Korrespondenzadresse
Kryss Waldschläger, M.Sc. RWTH
Institut für Wasserbau und Wasserwirtschaft der RWTH
Aachen University
Mies-van-der-Rohe-Str. 17
52074 Aachen
E-Mail: waldschlaeger@iww.rwth-aachen.de
Tel.: 0241 80 25752
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Because of their diverse sizes, shapes and densities, environmental microplastics are often perceived as complex. Many studies struggle with this complexity, and either address only a part of this diversity, or present data using discrete classifications for sizes, shapes and densities. We argue that such classifications will never be fully satisfactory, as any definition using classes does not capture the essentially continuous nature of environmental microplastic. Therefore, we propose to simplify microplastics by fully defining them through a 3D probability distribution, with size, shape and density as dimensions. Besides introducing the concept, we parameterize these probability distributions, using empirical data. This parameterization results in an approximate yet realistic representation of ‘true’ environmental microplastic. This approach to simplify microplastic could be applicable to exposure measurements, effect studies and fate modelling. Furthermore, it allows for easy comparison between studies, irrespective of sampling or laboratory setup. We demonstrate how the 3D probability distribution of environmental versus ingested microplastic can be helpful in understanding bioavailability of and exposure to microplastic. We argue that the concept of simplified microplastic will also be helpful in probabilistic risk modelling, which would greatly enhance the understanding of the risk that microplastics pose to the environment.
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The public is concerned about plastic pollution, while clear‐cut scientific evidence for an environmental risk of microplastics is absent. This contrast between incomplete scientific knowledge and public risk perception is an interesting case for investigating how “environmental risk” is transformed in science communication. This study examines how microplastics risks are framed in peer‐reviewed publications and online newspaper articles, respectively. It also analyzes if the contents conveyed by the frames used in science and the media are consistent. The results show that most scientific studies (67%) frame microplastics risks as hypothetical or uncertain, while 24% present them as established. In contrast, most media articles reporting on microplastic impacts (93%) imply that risks of microplastics exist and harmful consequences are highly probable. The creation of simple narratives (journalists) and the emphasis on potentially negative impacts (scientists) contribute to this inconsistency. The transformation of an uncertain risk into an actual risk is further caused by two inconsistent risk conceptions, namely risk being the probability of a negative outcome (environmental scientists) or being the uncertainty of a negative outcome itself (public). Although the latter differs from the risks identified “objectively” by scientific methods, it allows understanding the risk perception of the public and decision‐makers.
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Microplastics in the environment is a highly relevant research topic. However, although more and more studies on environmental concentrations of microplastics are published, a profound risk assessment could not be carried out yet. This is mainly attributable to the fact that the current sampling and analysis methods do not provide a representative picture of the environmental pollution, as the fundamental knowledge about transport processes of microplastic is not present, and the ecotoxicological studies therefore cannot consider the relevant exposures of the organisms. To provide a methodological basis for further research and risk assessments, this paper applies the Source-Pathway-Receptor model to the context of microplastics, whereby the current state of knowledge can be compiled in a structured way and important knowledge gaps can be identified.
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Microplastic has been detected in marine, limnic, terrestrial and atmospheric environments. However, rivers are often only seen as transport paths for microplastics from inland sources to the oceans, although transport rates in rivers can hardly be determined yet. Microplastic in rivers can either be transported, or it settles to the bottom of the river and either remains there or is remobilised again at higher flow velocities. This remobilisation, also known as erosion, depends on the critical shear stress of a particle and is influenced by the particle properties and the sediment bed. In this study, the critical shear stresses of 14 microplastic particles with different shapes, densities and particle sizes on different sediment beds were experimentally determined and subsequently compared with the basic principles of erosion from sediment transport. Critical shear stresses of the MP particles were between 0.002 N/m² and 0.233 N/m², depending on particle and sediment properties. Furthermore, the hiding-exposure effect was transferred to microplastics and an equation was developed to determine the critical shear stress of different MP particles on natural sediment beds.
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Microplastics were demonstrated to be an environmental sink for hydrophobic organic pollutants, while they can also serve as a potential source of such pollutants. In this study, the sorption and release of bisphenol A in marine water was investigated through laboratory experiments. Sorption and desorption isotherms were developed and the results reveal that sorption and desorption depend on the crystallinity, elasticity and hydrophobicity of the polymer concerned. The adsorption and partition of bisphenol A can be quantified using a dual-mode model of the sorption mechanisms. Polyamide and polyurethane were found to exhibit the highest sorption capacity for bisphenol A, and it was almost irreversible, probably due to hydrogen bonding. Polyethylenes and polypropylene exhibited high and reversible sorption without noticeable desorption hysteresis. Glassy polystyrene, polyvinylchloride, polymethyl methacrylate and polyethylene terephthalate exhibited low sorption capacity and only partial reversibility. Low-density polyethylene and polycarbonate microplastic particles were for the first time proved to be a persistent source releasing bisphenol A into aquatic environments. Salinity, pH, co-existing estrogens and water chemistry influence the sorption/desorption behaviors to different degree. Plastic particles can serve as transportation vectors for bisphenol A, which may constitute an ecological risk.
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Only few studies investigated the input of microplastic particles via the atmosphere, so far. Here, we present results on microplastic concentrations in the atmospheric deposition in the metropolitan region of Hamburg. In total, six investigation sites were equipped with three bulk precipitation samplers each and sampled biweekly over 12 weeks (12/17-03/18). Three sites were located in a rural area south of Hamburg comprising one open field site and two throughfall sites under beech/oak and Douglas fir forest canopy, respectively. Three further sites were selected within the city following a transect from north to south representing urban sites of varying degrees concerning population, traffic and industrial pressures. Particles and fibers were counted under UV light within a photo box and under a fluorescence microscope. Results show that microplastic particles are ubiquitous at all sites. A median abundance between 136.5 and 512.0 microplastic particles per m²/day has been found over the sampling period. This equals a mean microplastic abundance of 275 particles/m²/day. μRaman spectroscopy showed that polyethylenes/ethylvinyl acetate copolymers are dominating significantly (48.8 and 22.0%, espectively), 16 particles analyzed (14.6%) were identified as contamination from PE (polyethylene) samplers. In contrast to other studies, fragments were significantly dominating compared to fibers. The spatial distribution comparing the urban sites concentrations followed in the order from high to low: “north” (Henstedt-Ulzburg, low population density, suburb) – “center (University; large population density) – “south” (Wilhelmsburg, middle population density, port and industrial facilities) with highly varying concentrations within the time series. Surprisingly, the rural sites in the southern part of Hamburg showed highest concentrations (Douglas fir > open field > beech/oak). This finding is most likely a result of factors such as the comb out capacity of the different forest types and/or direct input pathways from the agricultural areas and the nearby highway.
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Microplastic (MP) contaminates terrestrial, aquatic and atmospheric environments. Although the number of river sampling studies with regard to MP concentrations is increasing, comprehension of the predominant transport processes of MP in the watercourse is still very limited. In order to gain a better process understanding, around 500 physical experiments are conducted to shed more light on the effects of particle shape, size and density on the rise and settling velocities of MP. The determined velocities ranged between 0.39 cm/s for polyamide fibres (settling) and 31.4 cm/s for expanded polystyrene pellets (rise). Subsequently, the determined velocities were compared with formulae from sediment transport and, as there were large differences between theoretically and experimentally determined velocities, own formulae were developed to describe settling and rise velocities of MP particles with a large variety of shapes, sizes and densities. This study shows that MP differs significantly from sediment in its behavior and that a transfer of common sediment transport formulae should be treated with caution. Furthermore, the established formulae can now be used in numerical simulations to describe the settling and rising of MP more precisely.
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Plastic particle accumulation in arable soils is a growing contaminant of concern with unknown consequences for soil productivity and quality. This study aimed to investigate abundance and distribution of plastic particles among soil aggregate fractions in four cropped areas and an established riparian forest buffer zone at Dian Lake, southwestern China. Plastic particles (10–0.05 mm) from fifty soil samples were extracted and then sorted by size, counted, and categorized. Plastic particles were found in all soil samples. The concentration of plastic par- ticles ranges from 7100 to 42,960 particles kg−1 (mean 18,760 particles kg−1 ). 95% of the sampled plastic parti- cles are in the microplastic size (1–0.05 mm) range. The predominant form is plastic fibers, making up on average 92% of each sample followed by fragments and films that contributed with to 8%. Results of this study also show that 72% of plastic particles are associated with soil aggregates, and 28% of plastic particles are dispersed. The abundance of aggregate-associated plastic fibers is significantly greater in the micro-aggregate than that in the macro-aggregate, whereas the less concentrations of plastic films and fragments are found in the micro- aggregate. Compared to the adjacent vegetable soil, the less concentration of plastic particles in the buffer soil im- plicates that application of soil amendments and irrigation with wastewater must be controlled to reduce accu- mulation of microplastics in agricultural soils. While the implications of microplastic on ecological and human health are poorly understood, the staggering number of microplastic in agricultural soils should be continually concerned in the future.
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Microplastics are present in aquatic ecosystems the world over and may influence the feeding, growth, reproduction, and survival of freshwater and marine biota; however, the extent and magnitude of potential effects of microplastics on aquatic organisms is poorly understood. In the current study, we conducted a meta-analysis of published literature to examine impacts of exposure to microplastics on consumption (and feeding), growth, reproduction, and survival of fish and aquatic invertebrates. While we did observe within-taxa negative effects for all four categories of responses, many of the effects summarized in our study were neutral, indicating that the effects of exposure to microplastics are highly variable across taxa. The most consistent effect was a reduction in consumption of natural prey when microplastics were present. For some taxa, negative effects on growth, reproduction and even survival were also evident. Organisms that serve as prey to larger predators, e.g., zooplankton, may be particularly susceptible to negative impacts of exposure to microplastic pollution, with potential for ramifications throughout the food web. Future work should focus on whether microplastics may be affecting aquatic organisms more subtly, e.g., by influencing exposure to contaminants and pathogens, or by acting at a molecular level.