Известия Русского географического общества, 2021, T. 153, № 4, стр. 68-86
Озера как аккумуляторы микропластика на пути с суши в Мировой океан: обзор исследований
М. Б. Зобков a, *, И. П. Чубаренко b, **, Е. Е. Есюкова b, ***, Н. А. Белкина a, ****, В. В. Ковалевский a, c, *****, М. В. Зобкова a, ******, Т. А. Ефремова a, *******, Н. Е. Галахина a, ********
a Институт водных проблем Севера КарНЦ РАН
Петрозаводск, Россия
b Институт океанологии им. П.П. Ширшова РАН
Москва, Россия
c Институт геологии КарНЦ РАН
Петрозаводск, Россия
* E-mail: duet@onego.ru
** E-mail: irina_chubarenko@mail.ru
*** E-mail: elena_esiukova@mail.ru
**** E-mail: bel110863@mail.ru
***** E-mail: kovalevs@krc.karelia.ru
****** E-mail: rincalika21@yandex.ru
******* E-mail: efremova.nwpi@mail.ru
******** E-mail: kulakovanata@mail.ru
Поступила в редакцию 11.04.2021
После доработки 21.06.2021
Принята к публикации 25.06.2021
Аннотация
В работе обобщена информация о закономерностях переноса и накопления микропластика в поверхностных водах суши в сравнении их с континентальными морями. Анализируются сведения, опубликованные в зарубежной и отечественной литературе. Представлен сравнительный анализ оригинальных материалов, полученный авторами в процессе исследований в Балтийском море и Онежском озере с применением идентичных методов определения микропластика, проведено сравнение результатов. Особое внимание уделено путям и объемам поступления микропластика в континентальные моря и Мировой океан. Выявлено статистически бóльшее количество микропластика в донных осадках Онежского озера по сравнению с осадками Балтийского моря. Обсуждены возможные причины такого различия. Волокна являются наиболее распространенной формой микропластика в Балтийском море и Онежском озере. В донных осадках волокна аккумулируются преимущественно в зонах осадконакопления с низкой гидродинамической активностью (для Балтийского моря – глубины больше 80 м, для открытой части Онежского озера – больше 40 м, для крупных заливов – 20 м). Наблюдается связь содержания волокон с параметрами донных осадков. Термохалинная структура влияет на вертикальное распределение микропластика в водном столбе, замедляя его осаждение. В озерах аккумулируются преимущественно гидродинамически тяжелые частицы: полимеры с высокой удельной плотностью, фрагменты, гранулы, пленки. Доля волокон в общем пуле микропластика в осадках озера меньше, чем в море. Озера выполняют роль фильтров, очищая поверхностные воды суши по мере их поступления в континентальные моря и Мировой океан от микропластика, становясь при этом их первичным накопителем.
ВВЕДЕНИЕ
Пластик вошел в повседневную жизнь каждого жителя Земли, служит одним из наиболее востребованных материалов и используется практически во всех областях промышленности. Его прочность, легкость и долговечность в сочетании с низкой себестоимостью делают этот материал практически незаменимым при производстве широкого круга изделий бытового назначения, в строительстве и на производстве. Вместе с тем эти свойства создают повышенный экологический риск при неправильной утилизации пластиков. К тому же, низкая стоимость при производстве провоцирует небрежное отношение к “одноразовым” пластиковым предметам со стороны потребителей.
Общемировой выпуск пластика по разным оценкам составляет порядка 275–340 млн т/год [35, 57, 58], в то время как масштабы утилизации и переработки пластиков несоизмеримо меньше. В Европе на утилизацию и вторичную переработку отправляется около 70% пластиковых отходов [57], в среднем в мире – 20% [29]. При этом в России перерабатывается не более 3–4% пластиковых отходов, а остальная часть захоранивается на полигонах или неорганизованных свалках [37].
Попавшие в природные условия пластиковые изделия постепенно разрушаются под действием УФ-излучения и механических воздействий, порождая огромное количество макро-, микро- и наночастиц, которые и несут в себе наибольшую опасность для окружающей среды [48]. Такие частицы, имеющие размер менее 5 мм, получили название “микропластик” [9, 63]. Они встречаются повсеместно: от глубин Мирового океана [64, 68] до полярных льдов [55] и удаленных горных озер [26].
Плотность большинства пластиков близка к плотности воды, поэтому синтетический мусор легко выносится с водосборной территории в озера и реки, а через них поступает в моря и Мировой океан [13, 58, 69]. Широко известным примером такого загрязнения выступает аккумуляция пластика в виде “мусорных” островов в центрах глобальных океанских круговоротов [50, 62], где концентрация микропластика (МП) достигает миллиона частиц на квадратную милю [13]. Около 12.7 млн т пластиковых отходов поступает с суши в Мировой океан ежегодно, в связи с чем пластиковый мусор был поставлен в один ряд с такими глобальными проблемами как изменение климата, закисление океана и разрушение озонового слоя [8].
Микрочастицы пластика имеют широкий размерный диапазон и могут длительное время оставаться на поверхности воды или в водном столбе, в результате чего многие живые организмы воспринимают их как источник пищи [19, 25]. Поскольку пластик не разлагается их ферментативной системой, само по себе проглатывание пластика представляет для них угрозу и может вызывать летальный исход [19, 25]. Однако наибольшее беспокойство вызывает тот факт, что частицы МП способны адсорбировать на своей поверхности многие загрязняющие вещества: тяжелые металлы [10], ПХБ [22], ДДТ, ПАУ и другие стойкие органические и неорганические загрязнители [27, 36], становясь их вторичным источником и проводником в тела водных организмов. Загрязняющие вещества, ассимилированные из пластиков, продвигаясь вверх по пищевой цепи, могут концентрироваться как в высших хищниках, так и в организме человека [34].
Поскольку воды суши относятся к основному источнику пластикового загрязнения Мирового океана [28], а также сами, являясь стратегическими водными ресурсами, подвержены влиянию этого нового загрязняющего вещества [32], изучение закономерностей его распространения в поверхностных водах весьма актуально.
СОСТОЯНИЕ ИССЛЕДОВАНИЙ
Проблемы, связанные с загрязнением водной среды частицами полимеров, привлекли интерес широкой научной общественности сравнительно недавно [28, 51, 62]. Основное внимание сейчас сосредоточено на загрязнении МП морей и Мирового океана, в то время как изучение вод суши находится в зачаточном состоянии [66], несмотря на то, что именно они могут являться одними из основных источников этого загрязнения для Мирового океана [13].
В настоящее время пилотные исследования МП в поверхностных водах и донных осадках проведены всего на нескольких озерах (Великие Американские озера Верхнее, Гурон, Эри; Женевское и Гарда в Европе; Хубсугул, в Монголии) и крупных реках (Дунай, Эльба, Мозель, Неккар, Рейн в Европе; Сан-Лоуренс и Лос-Анджелес в США) [21, 20 ]. Недостаток информации об этом новом виде загрязнения в поверхностных водах суши затрудняет оценку рисков для окружающей среды и требует проведения как мониторинговых исследований с целью установления количества МП, находящегося в поверхностных водах, так и поисковых исследований для обнаружения источников его поступления и путей распространения [66].
Также до сих пор непонятно, какой вклад вносит речной сток в общее загрязнение МП, однако очевидно, что реки являются важными проводниками этого загрязнения в моря [71]. Например, установлено, что в течение трех дней более двух миллионов частиц было вынесено со стоком двух рек Лос-Анджелеса [49], а Дунай выносит в Черное море более 1500 т пластиковых частиц в год [43]. Учитывая легкость пластиков и маленький размер частиц, количество их получается колоссальным.
На основе опубликованных данных построена глобальная модель выноса пластика со стоком рек [42] и оценено, что в год в Мировой океан поступает от 1.15 до 2.41 млн т пластиковых отходов. Авторами [42] выявлена прямая связь между плотностью населения, объемом производства пластика и выносом пластиковых отходов, а также сильная неравномерность распределения выноса по сезонам: около 74% пластика сбрасывается в океан в период с мая по октябрь, а первые 20 наиболее загрязненных рек мира, в основном протекающие в Азии, вносят около 67% от общего загрязнения Мирового океана полимерами. Однако авторами также отмечается высокая консервативность предложенной модели [42], обусловленная недостатком натурных данных, особенно по азиатскому региону, который является основным источником поступления пластиковых отходов в Мировой океан. Также в модели полностью отсутствуют данные по выносу пластика со стоком северных рек. Отмечается острая необходимость проведения детальных мониторинговых исследований на реках с использованием унифицированных протоколов отбора и обработки проб, выявления роли плотин и болот в процессах транспорта пластиков. Это в дальнейшем позволит более точно определить глобальный баланс пластиковых отходов, поступающих в Мировой океан. Следует отметить, что модель оценивает массу пластиковых отходов, которая наиболее велика для крупных пластиковых фрагментов, тогда как экологический вред пластикового мусора возрастает по мере уменьшения его размера и максимален для микро- и нанопластика [41].
Исследования, проведенные в Финском заливе Балтийского моря, показали, что основным источником поступления МП в залив является сток р. Невы [6]. Однако реки являются не только проводниками этого загрязнения. Модели переноса МП [12, 52] и натурные исследования речных осадков [16, 39] показали, что некоторая его часть задерживается в речных системах в результате осаждения, агрегирования с органическим и минеральным веществом и биообрастания, что говорит о том, что пресноводные системы сами по себе подвержены влиянию этого загрязнителя [66].
Ливневые и дренажные воды могут являться основным источником МП, приносимого с водосбора [71]: наибольшие количества МП обнаруживались во время сезона дождей в устьях рек [31, 40, 49, 51, 65, 70]; также высокие количества мусора наблюдались в устьях малых рек во время выпадения осадков после длительных засушливых периодов [15]. К сожалению, подобные данные пока отсутствуют для северных широт и пока не известно, как может меняться объем выноса МП в весеннее половодье при интенсивном таянии снегов.
Недавние исследования показали, что прибрежные затапливаемые территории, включая мангровые заросли [53] и солончаковые болота [67], могут быть важным накопителем МП, однако их роль в переносе этих частиц еще недостаточно исследована в связи с малым количеством натурных данных [71]. Плотная растительность заболоченных территорий может эффективно удерживать плавающий на поверхности МП [60], а высокое содержание органического вещества и избыточное увлажнение ускорять процесс обрастания частиц и их осаждение. Например, в некоторых работах отмечается, что детальные исследования болот и заболоченных территорий могут коренным образом изменить наши представления о количестве пластика, находящегося в окружающей среде [53, 71].
Первое исследование пойменных земель, проведенное в Швейцарии [59], где доля утилизации и вторичной переработки пластиков составляет около 100% и является самой высокой в мире, показали, что 90% проб почвы содержали микро- и мезопластик, хотя и в меньших количествах, нежели в донных осадках и пляжевых наносах в других районах мира. Кроме того, содержание МП в почвах речных пойм коррелировало с плотностью населения на водосборе этих рек [59].
Вопрос о стандартизации методик отбора и анализа МП стоит достаточно остро [30] и за прошедшие годы не стал менее актуальным: это подтверждают свежие публикации [20, 32, 46, 61]. В настоящее время многие исследовательские группы по всему миру пытаются разработать “стандартизированные” протоколы для отбора и обработки проб, однако пока стандартной методики не существует в связи с большим количеством различных вариантов и широким спектром региональных условий. Какие-то из методик лучше себя показывают в одних условиях, а какие-то в других. На основе исследований, проведенных с применением различной методической базы, ясно только одно: все экосистемы Земли в настоящий момент подвержены влиянию МП. Однако ввиду отсутствия общепринятых методов и географической неоднородности районов исследования на данный момент сведений о пространственном распределении этого типа загрязнения в глобальном масштабе крайне мало. Различия в протоколах и методиках между научными группами наблюдаются на всех стадиях исследования: начиная от размера ячеи сетей, использующихся при отборе проб воды, и, как следствие, различных размерных диапазонов собираемых частиц пластика и их количества, до несогласованности в способах их подсчета и определения (от визуального наблюдения невооруженным глазом до применения сложных спектрометрических приборов) [75]. Репрезентативность и воспроизводимость результатов анализа также во многих случаях не ясна и усиливается неточностью описания используемых при анализе методик, например, во многих случаях даже не указывается объeм пробы, взятой для анализа, или ячея сетей, не говоря уже о внутреннем контроле качества и контроле внешнего загрязнения проб [30].
Многие отдельные исследования посвящены загрязнению воды, пляжей, эстуариев, донных осадков, однако они не могут внести свой вклад в понимание глобальной картины загрязнения [13]. Имеются различные экспериментальные методы выделения частиц МП из природных матриц (воды, песка, донных осадков) с применением плотностного разделения и растворения органического вещества, однако в каждом конкретном случае практическая их реализация различается, начиная от выбора мест отбора, объема пробы, сепарационного раствора, способа растворения органического вещества, типов полимеров, которые рассматриваются в качестве МП и т.д. [30, 75].
Сейчас в мировой практике используется довольно много различных способов отделения частиц микропластика от естественных осадков. В основном они состоят из нескольких шагов, при которых подавляющая часть естественных осадков удаляется из пробы [75]. Они включают разложение органического вещества с применением различных окислителей (например, перекиси водорода, щелочей или ферментов), окисления минеральных остатков и хитина (например, с помощью растворов кислот), отделения минеральных фракций с помощью плотностного разделения в насыщенных растворах солей (поливольфрамат натрия, метавольфрамат лития, формиат калия, NaJ, ZnCl2 и др.). Выделение частиц МП из обработанных таким образом проб, как правило, проводится с помощью микроскопов специально обученным персоналом. При принятии решения – является ли частица полимерной или имеет естественное происхождение – оператором рассматриваются такие ее характеристики, как цвет, упругость при надавливании, отсутствие клеточной структуры, однородность толщины для волокон и цвета для частиц [75]. Дополнительно проводятся химические исследования состава полимера с применением ИК и рамановской спектроскопии, энергодисперсионной рентгеновской спектроскопии и др. Эти приемы позволяют с высокой степенью вероятности отделить полимерные частицы от частиц природных осадков.
Различными организациями предложены локальные протоколы, например, рекомендации национального управления океанических и атмосферных исследований (NOAA, США) [47], однако зачастую они разрабатываются для локального применения или применения к определенным видам сред и условий, и в каждом конкретном случае возникает необходимость их адаптации под задачи каждого исследования в отдельности [20, 75], что затрудняет сравнение результатов, полученных в разных географических районах. Ранее М.Б. Зобковым и Е.Е. Есюковой [73] для определения МП в морских осадках и береговых наносах был предложен модифицированный метод NOAA [47, 23], также успешно применявшийся за рубежом для экстракции волокон, пленок и фрагментов из озерных отложений [45]. Недавно метод был несколько доработан для повышения эффективности экстракции из озерных отложений, богатых органическим веществом [74]. Несмотря на все усилия, до настоящего времени не существует ни одного стандартизированного метода, однако имеются рекомендации по его разработке [33], что можно считать позитивным шагом в этом направлении. Вместе с тем разработка некоторого стандартизированного метода определения МП в воде, морских осадках, береговых наносах и почвах является по-прежнему приоритетной задачей [54, 75].
Таким образом, исследования пресноводных систем в плане их загрязнения МП проводятся в мире только около пяти лет и находятся на начальной стадии. В связи с этим основные аспекты, изложенные в обзоре [66], остаются до сих пор актуальными. К ним можно отнести следующие не разрешенные на настоящий момент задачи: разработка эффективной методики мониторинга МП в поверхностных водах суши (1); выявление основных факторов, обусловливающих наличие, количество и пространственное распределение МП в поверхностных водах (2); понимание процесса разложения пластиковых отходов и образования МП (3); оценка роли рек в выносе частиц пластика в океан (4); оценка и понимание процессов взаимодействия живых организмов с частицами пластиков (5); оценка влияния пластиков на качество воды, аквакультуру и водную экосистему в целом (6).
ИССЛЕДОВАНИЕ СОДЕРЖАНИЯ МИКРОПЛАСТИКА В ДОННЫХ ОСАДКАХ БАЛТИЙСКОГО МОРЯ И ОНЕЖСКОГО ОЗЕРА
Для изучения уровня загрязнения и процессов накопления МП в озерно-речных системах было проведено комплексное изучение его распределения в донных осадках Онежского озера (бассейн Балтийского моря) в месте впадения одного из крупнейших его притоков [72], а также сравнение полученных данных с результатами исследований, проведенных ранее в Балтийском море.
Онежское озеро (рис. 1) является вторым по величине озером Европы с объемом воды 295 км3, средней глубиной 30 м и максимальной 120 м, площадью поверхности 9720 км2 и водосборной территорией 53 100 км2, урезом воды 33 м н. у. м. [4]. Исследования проводились в районе впадения в озеро р. Шуя, второго по величине водосбора и годовому объему притока Онежского озера [4]. Население водосбора реки составляет около 21 тыс. человек, а г. Петрозаводска, расположенного на побережье озера, – около 280 тыс. человек. Таким образом, на изучаемой территории сосредоточено около трех четвертей населения всего водосбора озера (412 тыс. человек).
Пробы донных отложений отбирались летом 2018 и 2019 гг. в северо-западной части озера – в устье р. Шуя, Петрозаводской губе и открытой части озера (рис. 1). Поверхностный слой осадков толщиной 5 см отбирался дночерпателем Петерсона и коробчатым дночерпателем (Hydrobios).
Содержание МП в осадках анализировалось методом [74]. Частицы МП определяли с помощью микроскопа с увеличением 40×. Эффективность экстракции и уровень внешнего загрязнения оценивался по [73]. Антропогенное происхождение выбранных случайным образом частиц подтверждалось с помощью рамановской спектроскопии с использованием спектрометра Nicolet Almega XR.
Частицы МП были обнаружены во всех пробах. Содержание частиц в пробах сильно варьировало между станциями отбора и в среднем составило 2189 ± 1164 шт./кг сухого веса. Были выявлены две отделенные друг от друга зоны аккумуляции МП. Первая зона находится внутри Петрозаводской губы с наибольшим содержанием МП возле устья р. Шуя и расположена рядом с зоной седиментации и глубинами более 20 м. Далее по разрезу содержание МП уменьшается по мере приближения к промежуточной зоне размыва осадков между Петрозаводской губой и открытой частью озера. Вторая зона аккумуляции расположена в открытой части озера, при этом отмечено увеличение содержания МП по мере удаления от губы по разрезу.
Методы анализа МП в Онежском озере соответствуют исследованиям, проведенным на Балтийском море [24], что впервые позволяет сравнить его содержание в донных осадках континентального моря и крупного озера на его водосборе. По данным [24] среднее содержание МП в осадках Балтийского моря – 876 ± 393 шт./кг. В Онежском озере оно как минимум в два раза выше и данное различие статистически значимо (Mann-Whitney U-test, p = 3.4 × 10–3 < 0.01; U = 127.0; z = 2.9). В зонах осадконакопления Балтийского моря (Гданьская, Борнхольмская, Готландская впадины) среднее содержание частиц МП составляет 962 ± 450 шт./кг (p = 0.05; n = 7). В зонах осадконакопления Онежского озера, на станциях С1 и С2, оно от двух до пяти раз выше (рис. 1).
Учитывая существенную разницу в численности населения водосборов Онежского озера (412 тыс. чел.) и Балтийского моря (80 млн чел), такое различие на первый взгляд кажется странным [72]. Вместе с тем в работе [5] отмечается важная роль донных осадков озер в процессах накопления МП.
Так, важным отличием полимерного состава микрочастиц, найденных в озере, по результатам рамановской спектроскопии является преобладание полимеров (79%) с плотностью выше плотности пресной воды [72]. На захоронение в донных осадках полимеров, чья удельная плотность ниже, чем у воды (полиэтилен, полипропилен и др.), влияют такие процессы, как биообрастание и агрегация с минеральным веществом. Так, в пробах воды и донных осадках Онежского озера с применением SEM-EDS выявлено биообрастание частиц полимеров диатомовыми водорослями (в частности, Au-lacoseira islandica), а также сорбция тяжелых элементов с образованием микрокристаллов на поверхности и в объеме микрочастицы (рис. 2).
Частицы МП транспортируются в тех же гидродинамических условиях, что и частицы естественных осадков, однако они имеют гораздо более сложную форму (фрагменты, пленки, волокна, гранулы и др.), что отражается на скорости их осаждения [38], и более низкую удельную плотность (0.8–1.6 г/см3), чем минеральные осадки (~2.6 г/см3). Это оказывает существенное влияние на пространственное распределение их форм в водной среде. Наиболее распространенными формами МП в донных осадках и воде являются волокна (рис. 3): обычно их толщина составляет 5–50 мкм. Так, в воде Балтийского моря (водный столб) их доля составляет 89% [76], в морских осадках – 74.5% [24], а в озерных – 61% [72]. Волокна оседают медленно [38] и легко переносятся течениями [11]: они распространены повсеместно, поэтому в основном связь с параметрами осадка удается установить для волокон.
В донных осадках Онежского озера выявлены прямые связи содержания волокон с долей среднеалевритовой фракции (10–50 мкм), естественной влажностью, потерей при прокаливании (550°С), и обратные связи – с долей мелкозернистого песка (100–250 мкм), зольностью и плотность осадка [72]. Связь содержания волокон в осадке с долей мелкозернистых фракций также была установлена и в Балтийском море (фракции 4–63 и 0–4 мкм). Кроме этого, было выявлено увеличение содержания волокон с уменьшением среднего диаметра частиц осадка.
Эти результаты показывают, что микроволокна с удельной плотностью от 0.8 до 1.6 г/см3 и размером от 0.2 до 5 мм в морской и пресной воде аккумулируются идентично, совместно с мелкоалевритовыми фракциями минерального осадка, при этом в озере их содержание возрастает по мере увеличения доли органических веществ в осадке [72]. Объясняться это может как физическими закономерностями (скоростью оседания частиц различной формы и плотности), так и физико-химическими – содержанием органического вещества в осадке, которое так же может влиять на захоронение МП путем его агрегации с природными частицами и биообрастания.
Для других форм МП (пленки, фрагменты, гранулы) зависимости менее явные. Так, в Онежском озере выявлено их преимущественное накопление рядом с основными точечными источниками – устьями рек, выпуском сточных вод городских очистных сооружений [72]. Максимальное содержание фрагментов было обнаружено в приустьевой зоне р. Шуя, а пленок – рядом с выпуском хозяйственно-бытовых сточных вод г. Петрозаводска [72]. Вместе с тем, в озере отмечается накопление преимущественно полимеров с высокой удельной плотностью [72]. По всей видимости, для полимеров, чья удельная плотность еще не превысила плотность воды, накопление рядом с источниками не отмечается, поскольку по поверхности воды они могут быть далеко унесены от источника своего поступления [18]; при этом их осаждение произойдет только через некоторое время в случайном месте в результате биообрастания или агрегации с минеральным веществом. Вместе с тем, волокна из-за низкой скорости осаждения [38] довольно легко транспортируются в потоке независимо от их удельной плотности; это, в свою очередь, отражается в том, что в озерных осадках их доля меньше, чем в море. Исходя из этого, можно заключить, что в озерах преимущественно аккумулируются частицы, трудно транспортируемые в потоке (полимеры с высокой удельной плотностью, фрагменты, гранулы, пленки).
Влияние гидродинамических условий на распределение частиц МП отражается и на расположении зон аккумуляции: так, в крупных заливах Онежского озера зоны аккумуляции мелкозернистых осадков расположены на глубинах более 20 м, в открытой части – 40 м, в то время как в Балтийском море – 80 м и более. На этих же участках наблюдается и аккумулирование микроволокон. Вместе с тем, в Балтийском море на накопление МП в осадках очевидно влияет и термохалинная структура: неравномерность поля плотности воды, вызванная поступлением более соленых вод Атлантического океана с юго-запада и речных пресных вод с северо-востока, отражающаяся в сложной вертикальной стратификации слоев распресненных и солоноватых вод, а также изменением их плотности в результате вертикального прогрева [76].
Онежское озеро – крупный пресноводный водоемом бореальной зоны, и впадающие в него реки выносят около 300 тыс. т. органического углерода в год [7]. Марганец и железо также поступают с водосбора озера в составе гумусовых веществ, составляющих до 81% от общего содержания органического вещества [1]. Так, около 8700 т железа и 870 т марганца захоранивается в Онежском озере ежегодно [2, 3]. Ранее было показано, что коллоиды железа и марганца, фульвовых и гуминовых кислот способны интенсифицировать осаждение частиц МП [14, 17, 44, 56]. Эти физико-химические процессы также должны оказывать непосредственное влияние на аккумуляцию частиц МП в осадках.
Таким образом, существенное различие в содержании МП в донных осадках континентального моря и крупного озера на его водосборе обусловлено сочетанием двух факторов: различия в гидродинамических условиях накопления и переноса МП, а также близость озера к источникам загрязнения.
ВЫВОДЫ
Впервые проведено сравнение содержания МП в донных осадках континентального моря и крупного озера на единой методической основе. Выявлено, что волокна являются наиболее распространенной формой МП как в Балтийском море, так и в Онежском озере. В донных осадках волокна аккумулируются преимущественно в зонах осадконакопления с низкой гидродинамической активностью (для Балтийского моря – глубины больше 80 м, для открытой части Онежского озера – больше 40 м). Наблюдается связь содержания волокон с параметрами донных осадков. По мере уменьшения среднего диаметра частиц осадка содержание волокон в нем увеличивается. Термохалинная структура влияет на вертикальное распределение МП в водном столбе, замедляя его осаждение. В озерах преимущественно аккумулируются частицы, трудно транспортируемые в потоке (полимеры с высокой удельной плотностью, фрагменты, гранулы, пленки). Доля волокон в общем пуле МП в осадках озера меньше, чем в море. Процессы трансформации гумусовых веществ, соединений железа и марганца в крупных бореальных озерах также могут оказывать значимое влияние на накопление МП в донных осадках и самоочищение вод. Таким образом, озера выполняют роль фильтров, очищая поверхностные воды суши от МП по мере их поступления в континентальные моря и Мировой океан, становясь при этом их первичным накопителем.
В дальнейшем требуется подробное изучение не только уровня загрязнения морских и поверхностных вод частицами МП, но и закономерностей их образования, поступления, переноса и захоронения, а также прогнозирование последствий такого загрязнения для водных экосистем. Крупные озера – Онежское и Ладожское – вмещают около 70% пресной воды Европейской территории России и являются стратегическим водным запасом страны. В этой связи наравне с изучением этого нового типа загрязнения в морской среде необходимо уделить и повышенное внимание поверхностным водам суши. Прогресс в этом направлении может быть достигнут только с использованием прочной научной базы и в результате совместных усилий законодательных и нормоустанавливающих органов на международном, национальном и региональном уровнях. Безусловно, новые научные исследования необходимы в этом вопросе для принятия обоснованных управленческих решений и создания новой нормативной базы. В этой связи необходимо всестороннее изучение и понимание новых угроз, которые представляет распространение МП в поверхностных водах суши.
Статья подготовлена при финансовом обеспечении федерального бюджета на выполнение государственного задания КарНЦ РАН (ИВПС КарНЦ РАН). Исследования содержания МП в донных осадках Онежского озера проведены при поддержке гранта РНФ № 19-17-00035. Исследования содержания МП в донных осадках Балтийского моря проведены при поддержке гранта РНФ 19-17-00041.
Список литературы
Ефремова Т.А., Зобкова М.В. Содержание, распределение и соотношение основных компонентов органического вещества в Онежском озере // Труды КарНЦ РАН. 2019. № 9. С. 60–75. https://doi.org/10.17076/lim1017
Кулик Н.В., Белкина Н.А., Ефременко Н.А. Поступление, трансформация и распределение марганца в Онежском озере // Московский экономический журн. 2020. № 1.
Лозовик П.А., Кулик Н.В., Ефременко Н.А. Литофильные элементы и тяжелые металлы в Онежском озере: источники поступления, содержание и трансформация // Труды КарНЦ РAH. 2020. № 4. С. 62–74. https://doi.org/10.17076/lim1189
Онежское озеро. Атлас / Отв. ред. Н.Н. Филатов. Петрозаводск: КарНЦ, 2010. 151 с.
Поздняков Ш.Р., Иванова Е.В. Оценка концентраций частиц микропластика в воде и донных отложениях Ладожского озера // Региональная экология. 2018. № 4. С. 48–52. https://doi.org/10.30694/1026-5600-2018-4-48-52
Поздняков Ш.Р., Иванова Е.В., Гузева А.В., Шалунова Е.П., Мартинсон К.Д., Тихонова Д.А. Исследование содержания частиц микропластика в воде, донных отложениях и грунтах прибрежной территории Невской губы Финского залива // Водные ресурсы. 2020. Т. 47. № 4. С. 411–420. https://doi.org/10.31857/S0321059620040148
Сабылина А.В. Поступление в Онежское озеро органического углерода, общего фосфора и общего азота с речным стоком и вынос с водами реки Свири в 1965–2008 гг. // Труды КарНЦ РАН. 2016. № 9. С. 68–77. https://doi.org/10.17076/lim307
Amaral-Zettler L.A., Zettler E.R., Slikas B., Boyd G.D., Melvin D.W., Morrall C.E., Proskurowski G., Mincer T.J. The biogeography of the Plastisphere: implications for policy // Frontiers in Ecology and the Environment. 2015. V. 13(10). P. 541–546. https://doi.org/10.1016/S0025-326X(01)00114-X
Andrady A.L. Microplastics in the marine environment // Mar. Pollut. Bull. 2011. V. 62(8). P. 1596–1605. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2011.05.030
Ashton K., Holmes L., Turner A. Association of metals with plastic production pellets in the marine environment // Mar. Pollut. Bull. 2010. V. 60. P. 2050–2055. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2010.07.014
Bagaev A., Mizyuk A., Khatmullina L., Isachenko I., Chubarenko I. Anthropogenic fibres in the Baltic Sea water column: Field data, laboratory and numerical testing of their motion // Sci. Total Environ. 2017. V. 599–600. P. 560–571. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.04.185
Besseling E., Quik J.T., Sun M., Koelmans A.A. Fate of nano- and microplastic in freshwater systems: A modeling study // Environ. Pollut. 2017. V. 220. P. 540–548. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2016.10.001
Browne M.A., Crump P., Niven S.J., Teuten E., Tonkin A., Galloway T., Thompson R. Accumulation of microplastic on shorelines worldwide: sources and sinks // Environ SciTechnol. 2011. V. 45. P. 9175–9179. https://doi.org/10.1021/es201811s
Cai L., Hu L., Shi H., Ye J., Zhang Y., Kim H. Effects of inorganic ions and natural organic matter on the aggregation of nanoplastics // Chemosphere. 2018. V. 197. P. 142–151. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2018.01.052
Carson H.S., Lamson M.R., Nakashima D., Toloumu D., Hafner J., Maximenko N., McDermid K.J. Tracking the sources and sinks of local marine debris in Hawai // Mar. Environ. Res. 2013. V. 84. P. 76–83. https://doi.org/10.1016/j.marenvres.2012.12.002
Castañeda R.A., Avlijas S., Simard M.A., Ricciardi A. Microplastic pollution in St. Lawrence river sediments // Canadian J. Fisheries and Aquatic Sciences. 2014. V. 71(12). P. 1767–1771. https://doi.org/10.1139/cjfas-2014-0281
Chen W., Ouyang Z.Y., Qian C., Yu H.Q. Induced structural changes of humic acid by exposure of polystyrene microplastics: A spectroscopic insight // Environ. Pollut. 2018. V. 233. P. 1–7. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2017.10.027
Chubarenko I., Bagaev A., Zobkov M., Esiukova E. On some physical and dynamical properties of microplastic particles in marine environment // Mar. Pollut. Bull. 2016. V. 108. P. 105–112. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2016.04.048
Cole M., Webb H., Lindeque P.K., Fileman E.S., Halsband C., Galloway T.S. Isolation of microplastics in biota-rich seawater samples and marine organisms // Sci. Rep. 2014. V. 4. P. 4528. https://doi.org/10.1038/srep04528
Dris R., Imhof H., Sanchez W., Gasperi J., Galgani F., Tassin B., Laforsch C. Beyond the ocean: contamination of freshwater ecosystems with (micro-) plastic particles // Environ. Chem. 2015. V. 2(5). P. 539–550. https://doi.org/10.1071/EN14172
Eerkes-Medrano D., Thompson R.C., Aldridge D.C. Microplastics in freshwater systems: a review of the emerging threats, identification of knowledge gaps and prioritisation of research needs // Water research. 2015. V. 75. P. 63–82. https://doi.org/10.1016/j.watres.2015.02.012
Endo S., Takizawa R., Okuda K., Takada H., Chiba K., Kanehiro H., Ogi H., Yamashita R., Date T. Concentration of polychlorinated biphenyls (PCBs) in beached resin pellets: variability among individual particles and regional differences // Mar. Pollut. Bull. 2005. V. 50(10). P. 1103–1114. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2005.04.030
Esiukova E. Plastic pollution on the Baltic beaches of Kaliningrad region, Russia // Mar. Pollut. Bull. 2017. V. 114(2). P. 1072–1080. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2016.10.001
Esiukova E., Zobkov M., Chubarenko I. Data on microplastic contamination of the Baltic Sea bottom sediment samples in 2015–2016 // Data in brief. 2020. V. 28. P. 104887. https://doi.org/10.1016/j.dib.2019.104887
Fendall L.S., Sewell M.A. Contributing to marine pollution by washing your face: Microplastic in facial cleansers // Mar. Pollut. Bull. 2009. V. 58. P. 1255–1258. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2009.04.025
Free C.M., Jensen O.P., Mason S.A., Eriksen M., Williamson N.J., Boldgiv B. High-levels of microplastic pollution in a large, remote, mountain lake // Mar. Pollut. Bull. 2014. V. 85(1). P. 156–163. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2014.06.001
Frias J.P.G.L., Sobral P., Ferreira A.M. Organic pollutants in microplastics from two beaches of the Portuguese coast // Mar. Pollut. Bull. 2010. V. 60(11). P. 1988–1992. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2010.07.030
GESAMP Joint Group of Experts on the Scientific Aspects of Marine Environmental Protection): Proceedings of the GESAMP international workshop on micro-plastic particles as a vector in transporting persistent, bio-accumulating and toxic substances in the oceans // GESAMP Reports & Studies. T. Bowmer, P. Kershaw (eds.). Paris: UNESCO-IOC, 2010. 68 p. https://www.marinelittersolutions.com/wp-content/uploads/2016/03/GESAMP_Workshop_on_Microplastics.pdf
Geyer R., Jambeck J.R., Law K.L. Production, use, and fate of all plastics ever made // Sci. Adv. 2017. V. 3(7). P. e1700782. https://doi.org/10.1126/sciadv.1700782
Hidalgo-Ruz V., Gutow L., Thompson R.C., Thiel M. Microplastics in the marine environment: a review of the methods used for identification and quantification // Environ. Sci. Technol. 2012. V. 46(6). P. 3060–3075. https://doi.org/10.1021/es2031505
Hitchcock J.N., Mitrovic S.M. Microplastic pollution in estuaries across a gradient of human impact // Environ. Pollut. 2019. V. 247. P. 457–466. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.01.069
Horton A.A., Walton A., Spurgeon D.J., Lahive E., Svendsen C. Microplastics in freshwater and terrestrial environments: evaluating the current understanding to identify the knowledge gaps and future research priorities // Sci. Total Environ. 2017. V. 586. P. 127–141. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.01.190
ISO-TR-21960-2020. Plastics – Environmental aspects – State of knowledge and methodologies.
Ivar do Sul J.A.I., Costa M.F. Marine debris review for Latin America and the wider Caribbean region: from the 1970s until now, and where do we go from here? // Mar. Pollut. Bull. 2007. V. 54(8). P. 1087–1104. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2007.05.004
Jambeck J., Geyer R., Wilcox C., Siegler T.R., Perryman M., Andrady A.L., Narayan R., Law K.L. Plastic waste inputs from land into the ocean // Science. 2015. V. 347. P. 768–771. https://doi.org/10.1126/science.1260352
Karapanagioti H.K., Klontza I. Testing phenanthrene distribution properties of virgin plastic pellets and plastic eroded pellets found on Lesvos island beaches (Greece) // Mar. Environ. Res. 2008. V. 5(4). P. 283–290. https://doi.org/10.1016/j.marenvres.2007.11.005
Kasyanenko T., Filimonov O. Recycling polyethylene terephthalate (PET) packaging as the basis of economic projects and solution of social and environmental problems in Russia // J. Modern Accounting and Auditing. 2013. V. 9(8). P. 1093.
Khatmullina L., Isachenko I. Settling velocity of microplastic particles of regular shapes // Mar. Pollut. Bull. 2017. V. 114(2). P. 871–880. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2016.11.024
Klein S., Worch E., Knepper T.P. Occurrence and spatial distribution of microplastics in river shore sediments of the Rhine-Main area in Germany // Environ. Sci. Technol. 2015. V. 49(10). P. 6070–6076. https://doi.org/10.1021/acs.est.5b00492
Lattin G.L., Moore C.J., Zellers A.F., Moore S.L., Weisberg S.B. A comparison of neustonic plastic and zooplankton at different depths near the southern California shore // Mar. Pollut. Bull. 2004. V. 49(4). P. 291–294. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2004.01.020
Law K.L., Thompson R.C. Microplastics in the seas // Science. 2014. V. 345(6193). P. 144–145. https://doi.org/10.1126/science.1254065
Lebreton L.C., Van Der Zwet J., Damsteeg J.W., Slat B., Andrady A., Reisser J. River plastic emissions to the world’s oceans // Nat. commun. 2017. V. 8. P. 15611. https://doi.org/10.1038/ncomms15611
Lechner A., Keckeis H., Lumesberger-Loisl F., Zens B., Krusch R., Tritthart M., Glas M., Schludermann E. The Danube so colourful: a potpourri of plastic litter outnumbers fish larvae in Europe’s second largest river // Environ. Pollut. 2014. V. 188. P. 177–181. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2014.02.006
Leiser R., Wu G.M., Neu T.R., Wendt-Potthoff K. Biofouling, metal sorption and aggregation are related to sinking of microplastics in a stratified reservoir // Water Research. 2020. P. 115748. https://doi.org/10.1016/j.watres.2020.115748
Lenaker P.L., Corsi S.R., Mason S.A. Spatial Distribution of Microplastics in Surficial Benthic Sediment of Lake Michigan and Lake Erie // Environ. Sci. Technol. December 2020. P. A−L. https://doi.org/10.1021/acs.est.0c06087
Mai L., Bao L.J., Shi L., Wong C.S., Zeng E.Y. A review of methods for measuring microplastics in aquatic environments // Environ. Sci. Pollut. Res. 2018. V. 25(12). P. 11319–11332. https://doi.org/10.1007/s11356-018-1692-0
Masura J., Baker J.E., Foster G.D., Arthur C., Herring C. Laboratory methods for the analysis of microplastics in the marine environment: recommendations for quantifying synthetic particles in waters and sediments. 2015. https://marinedebris.noaa.gov/sites/default/files/publications-files/noaa_microplastics_methods_manual.pdf
Moore C.J. Synthetic polymers in the marine environment: a rapidly increasing, long-term threat // Environ. Res. 2008. V. 108(2). P. 131–139. https://doi.org/10.1016/j.envres.2008.07.025
Moore C.J., Lattin G.L., Zellers A.F. Quantity and type of plastic debris flowing from two urban rivers to coastal waters and beaches of Southern California // Revista de Gestão Costeira Integrada-J. Integrated Coastal Zone Management. 2011. V. 11(1). P. 65–73. https://www.redalyc.org/pdf/3883/388340132008.pdf
Moore C.J., Moore S.L., Leecaster M.K., Weisberg S.B. A comparison of plastic and plankton in the North Pacific central gyre // Mar. Pollut. Bull. 2001. V. 42(12). P. 1297–1300. https://doi.org/10.1016/S0025-326X(01)00114-X
Moore C.J., Moore S.L., Weisberg S.B., Lattin G.L., Zellers A.F. A comparison of neustonic plastic and zooplankton abundance in southern California’s coastal waters // Mar. Pollut. Bull. 2002. V. 44(10). P. 1035–1038. https://doi.org/10.1016/S0025-326X(02)00150-9
Nizzetto L., Bussi G., Futter M.N., Butterfield D., Whitehead P.G. A theoretical assessment of microplastic transport in river catchments and their retention by soils and river sediments // Environ. Sci.: Processes Impacts. 2016. V. 18(8). P. 1050–1059. https://doi.org/10.1039/C6EM00206D
Nor N.H.M., Obbard J.P. Microplastics in Singapore’s coastal mangrove ecosystems // Mar. Pollut. Bull. 2014. V. 79(1–2). P. 278–283. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2013.11.025
Nuelle M.T., Dekiff J.H., Remy D., Fries E. A new analytical approach for monitoring microplastics in marine sediments // Environ. Pollut. 2014. V. 184. P. 161–169. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2013.07.027
Obbard R.W., Sadri S., Wong Y.Q., Khitun A.A., Baker I., Thompson R.C. Global warming releases microplastic legacy frozen in Arctic Sea ice // Earth’s Future. 2014. V. 2(6). P. 315–320. https://doi.org/10.1002/2014EF000240
Oriekhova O., Stoll S. Heteroaggregation of nanoplastic particles in the presence of inorganic colloids and natural organic matter // Environ. Sci.: Nano. 2018. V. 5(3). P. 792–799. https://doi.org/10.1039/C7EN01119A
Plastics Europe. Plastics – the Facts 2017. https://www.plasticseurope.org/application/files/5715/1717/4180/Plastics_the_facts_2017_FINAL_for_website_one_page.pdf
Rillig M.C. Microplastic in terrestrial ecosystems and the soil? // Environ. Sci. Technol. 2012. V. 46. P. 6453–6454. https://doi.org/10.1021/es302011r
Scheurer M., Bigalke M. Microplastics in Swiss floodplain soils // Environ. Sci. Technol. 2018. Vol. 52(6). P. 3591–3598. https://doi.org/10.1021/acs.est.7b06003
Sutton R., Mason S.A., Stanek S.K., Willis-Norton E., Wren I.F., Box C. Microplastic contamination in the San Francisco Bay, California, USA // Mar. Pollut. Bull. 2016. V. 109(1). P. 230–235. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2016.05.077
Syberg K., Khan F.R., Selck H., Palmqvist A., Banta G.T., Daley J., Sano L., Duhaime M.B. Microplastics: addressing ecological risk through lessons learned // Environ. Toxicol. Chem. 2015. V. 34(5). P. 945–953. https://doi.org/10.1002/etc.2914
Thompson R.C., Olsen Y., Mitchell R.P., Davis A., Rowland S.J., John A.W., McGonigle D., Russell A.E. Lost at sea: where is all the plastic? // Science (Washington). 2004. V. 304(5672). P. 838. https://www.researchgate.net/profile/Steven_Rowland/publication/8575062_Lost_at_Sea_Where_Is_All_the_Plastic/links/0fcfd51001f3893f44000000/Lost-at-Sea-Where-Is-All-the-Plastic.pdf
UNEP. Plastic in Cosmetics. 2015. 33 p. https://wedocs.unep.org/bitstream/handle/20.500.11822/21754/PlasticinCosmetics2015Factsheet.pdf?sequence=1&isAllowed=y
Van Cauwenberghe L., Vanreusel A., Mees J., Janssen C.R. Microplastic pollution in deep-sea sediments // Environ. Pollut. 2013. V. 182. P. 495–499. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2013.08.013
Veerasingam S., Mugilarasan M., Venkatachalapathy R., Vethamony P. Influence of 2015 flood on the distribution and occurrence of microplastic pellets along the Chennai coast, India // Mar. Pollut. Bull. 2016. V. 109(1). P. 196–204. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2016.05.082
Wagner M., Scherer C., Alvarez-Muñoz D., Brennholt N., Bourrain X., Buchinger S., Fries E., Grosbois C., Klasmeier J., Marti T., Rodriguez-Mozaz S., Urbatzka R., Vethaak D., Winther-Nielsen M., Reifferscheid G. Microplastics in freshwater ecosystems: what we know and what we need to know // Environ. Sci. Europe. 2014. V. 26(1). P. 1–9. https://doi.org/10.1186/s12302-014-0012-7
Weinstein J.E., Crocker B.K., Gray A.D. From macroplastic to microplastic: degradation of highdensity polyethylene, polypropylene, and polystyrene in a salt marsh habitat // Environ. Toxicol. Chem.. 2016. V. 35(7). P. 1632–1640. https://doi.org/10.1002/etc.3432
Woodall L.C., Sanchez-Vidal A., Canals M., Paterson G.L., Coppock R., Sleight V., Calafat A., Rogers A.D., Narayanaswamy B.E., Thompson R.C. The deep sea is a major sink for microplastic debris // R. Soc. Open Sci. 2014. V. 1(4). P. 140317. https://doi.org/10.1098/rsos.140317
Wright S.L., Thompson R.C., Galloway T.S. The physical impacts of microplastics on marine organisms: a review // Environ. Pollut. 2013. V. 178. P. 483–492. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2013.02.031
Yonkos L.T., Friedel E.A., Perez-Reyes A.C., Ghosal S., Arthur C.D. Microplastics in four estuarine rivers in the Chesapeake Bay, USA // Environ. Sci. Technol. 2014. V. 48(24). P. 14 195–14 202. https://doi.org/10.1021/es5036317
Zhang H. Transport of microplastics in coastal seas // Estuarine, Coastal Shelf Sci. 2017. V. 199. P. 4–86. https://doi.org/10.1016/j.ecss.2017.09.032
Zobkov M., Belkina N., Kovalevski V., Zobkova M., Efremova T., Galakhina N. Microplastic abundance and accumulation behavior in Lake Onego sediments: a journey from the river mouth to pelagic waters of the large boreal lake // J. Environ. Chem. Eng. 2020. V. 8(5). P. 104367. https://doi.org/10.1016/j.jece.2020.104367
Zobkov M., Esiukova E. Microplastics in Baltic bottom sediments: quantification procedures and first results // Mar. Pollut. Bull. 2017. V. 114(2). P. 724–732. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2016.10.060
Zobkov M., Zobkova M., Galakhina N., Efremova T. Method for microplastics extraction from Lake sediments // MethodsX. 2020. V. 7. P. 101140. https://doi.org/10.1016/j.mex.2020.101140
Zobkov M.B., Esiukova E.E. Microplastics in a Marine Environment: Review of Methods for Sampling, Processing, and Analyzing Microplastics in Water, Bottom Sediments, and Coastal Deposits // Oceanology. 2018. V. 58. P. 137–143. https://doi.org/10.1134/S0001437017060169
Zobkov M.B., Esiukova E.E., Zyubin A.Y., Samusev I.G. Microplastic content variation in water column: The observations employing a novel sampling tool in stratified Baltic Sea // Mar. Pollut. Bull. 2019. V. 138. P. 193–205. https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2018.11.047
Дополнительные материалы отсутствуют.
Инструменты
Известия Русского географического общества