Vorkommen und Rückverfolgung von Mikroplastik-Massenfrachten einschließlich Reifenabriebpartikeln in der Luft des Nordatlantiks

Nature Communications Band 14, Artikelnummer: 3707 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Nur wenige Studien berichten über das Vorkommen von Mikroplastik (MP), einschließlich Reifenverschleißpartikeln (TWP), in der Meeresatmosphäre, und es liegen nur wenige Daten zu ihrer Größe oder Herkunft vor. Hier stellen wir aktive Luftprobenahmegeräte (Low- und High-Volume-Probenahmegeräte) zur Bewertung der Zusammensetzung und MP-Massenbelastung in der Meeresatmosphäre vor. Während einer Forschungskreuzfahrt entlang der norwegischen Küste bis zur Bäreninsel wurden Luftproben entnommen. Die Proben wurden mit Pyrolyse-Gaschromatographie-Massenspektrometrie analysiert und so ein massenbasierter Datensatz für MP in der Meeresatmosphäre erstellt. Hier zeigen wir die Allgegenwart von MP, sogar in abgelegenen arktischen Gebieten mit Konzentrationen von bis zu 37,5 ng m−3. Cluster von Polyethylenterephthalat (max. 1,5 ng m−3) waren überall vorhanden. Es wurden auch TWP (max. 35 ng m−3) und Cluster aus Polystyrol, Polypropylen und Polyurethan (max. 1,1 ng m−3) nachgewiesen. Atmosphärische Transport- und Ausbreitungsmodelle legten nahe, dass MP durch see- und landbasierte Emissionen gleichermaßen in die Meeresatmosphäre gelangen und den Ozean von einer Senke in eine Quelle für MP verwandeln würden.

Mikroplastik (MP) in der Luft erfährt in letzter Zeit zunehmendes Interesse. Es liegen Studien vor, die diese kleinen Kunststoffpartikel im Größenbereich von 1 µm bis 5 mm in der Atmosphäre dokumentieren1,2,3,4,5. Dennoch sind der atmosphärische MP-Transport und seine Ozean-Atmosphäre-Flüsse weitgehend unbekannt6. Simulationen der atmosphärischen Pfade legen nahe, dass erhebliche Mengen terrestrischer Mikro- und Nanoplastik über die Atmosphäre in die Meeresumwelt transportiert werden6,7,8. In einer Studie, die sich auf den atmosphärischen Transport von Reifenverschleißpartikeln (TWP) konzentrierte, wurde berechnet, dass sich TWP im Größenbereich PM2,5 (aerodynamischer Durchmesser ≤2,5 µm) stärker in der Atmosphäre verteilen als größere Partikel (PM10; aerodynamischer Durchmesser <10 µm). Während sich größere TWP (einschließlich PM10) eher in der Nähe von Hotspot-Emissionsregionen ablagerten, erreichten Partikel im PM2,5-Größenbereich sogar die Polarregionen und sind daher ein äußerst relevanter Größenbereich für die Analyse der marinen atmosphärischen MP-Kontamination8. Eine aktuelle Studie von Ref. 9 schlugen vor, dass MP nicht nur im Ozean verbleibt, sondern auch durch Gischt und Blasenplatzen wieder in die Meeresatmosphäre abgegeben werden könnte. In zwei weiteren Studien wurde festgestellt, dass man davon ausgeht, dass die Wiederemission von MP aus den Ozeanen die wichtigste Quelle für atmosphärisches MP ist, wobei die jährlichen globalen Emissionen >0,8 Millionen Tonnen betragen7,10.

Alle Arten von Partikeln, Fasern und Fragmenten synthetischen Ursprungs, abgeriebene Farbflocken auf Polymerbasis und TWP sind mittlerweile in der Definition von MP11 enthalten. Die am häufigsten verwendeten Polymere sind die thermoplastischen Polymere Polyethylen (PE), Polypropylen (PP), Polystyrol (PS), Poly(ethylenterephthalat) (PET), Poly(vinylchlorid) (PVC), Polycarbonat (PC), Poly(methylmethacrylat). ) (PMMA) und Polyamid (PA6). Diese Grundpolymere werden auch am häufigsten in der Atmosphäre und der Umwelt im Allgemeinen nachgewiesen. Zusammen mit Polyurethanen (PUR), die ebenfalls sehr gefragt sind und häufig in der Umwelt vorkommen4,12,13,14,15,16,17,18, machen diese Polymere etwa 80 % des europäischen Kunststoffbedarfs aus19. TWP werden aus Reifenprofilen freigesetzt, die aus natürlichem und synthetischem Elastomerkautschuk hergestellt werden20,21.

Im Allgemeinen gibt es nur wenige Studien zur Analyse von MP in der Atmosphäre, insbesondere wenn es um die Meeresatmosphäre und die Wege des atmosphärischen Transports in die Meeresumwelt geht. Eine umfassende Rezension6 fasste sechs Publikationen zusammen, die in den Zusatzinformationen SI dargestellt sind; (Tabelle S1) zusammen mit der neuesten Studie von Ref. 22. Die präsentierten Daten beschränkten sich auf Partikelanzahl-basierte Konzentrationen, die mit Fourier-Transform-Infrarotspektroskopie (FTIR) oder µ-Raman-Spektroskopie analysiert wurden. Im Größenbereich <200 µm lagen die MP-Zahlen bei bis zu 85 Partikeln m−3 (Ref. 23,24,25,26), wobei einige Partikel mit einer Größe von nur 5–10 µm identifiziert wurden25.

Atmosphärische MP-Studien basieren häufig auf der passiven Probenentnahme. Die Vorteile der passiven Probenahme liegen in der einfachen Bedienbarkeit, den geringen Anschaffungskosten und der Tatsache, dass am Probenahmeort kein Strom benötigt wird27,28. Bei Probenahmen in der Meeresumwelt, typischerweise auf einem Forschungsschiff, ist die Probenahmezeit begrenzt. Daher ist die passive Probenahme keine realistische Option. Die aktive Luftprobenahme mithilfe einer Vakuumpumpe bietet eine effektive und reproduzierbare Probenahmemethode für die Analyse schwebender atmosphärischer Schadstoffe mit genau definierten Probenahmevolumina und -zeiträumen27,28.

Die Analyse von MP wurde gemäß Lit. durchgeführt. 21,29 unter Verwendung von Pyrolyse-Gaschromatographie-Massenspektrometrie (Py-GC-MS), die eine gleichzeitige Spurenidentifizierung und Quantifizierung von MP einschließlich TWP ermöglichte. Wie bereits in früheren Studien4,17,30,31 ausführlich dargestellt, wurden Polymere als Cluster quantifiziert (gekennzeichnet durch das Präfix C-), was sich auf definierte Basispolymere mit charakteristischen thermisch erzeugten Bausteinen4,17,31,32 bezieht. Die angewandte Methode umfasste die gängigen Kunststoffpolymercluster C-PE, C-PP, C-PS, C-PET, C-PVC, C-PMMA, C-PA6, C-MDI-PUR, C-PC und CTT (Pkw-Reifenprofil) sowie TTT (Lkw-Reifenprofil).

In dieser Studie präsentieren wir quantitative Daten für MP-Massenbelastungen einschließlich TWP in der Luft des Nordatlantiks entlang eines Süd-Nord-Gradienten, der die Arktis einschloss. Es wurden zwei verschiedene aktive Probenahmetechniken angewendet, verglichen und bewertet. Ziel war es, Einblicke in die MP-Zusammensetzung, -Verteilung und insbesondere in die Quellen der (marinen) atmosphärischen MP-Kontamination zu gewinnen. Herausforderungen bei der Bestimmung von MP in der Meeresatmosphäre wurden hervorgehoben.

Um eine Sekundärkontamination durch das Schiff im Vorfeld zu minimieren, wurden die Probenahmegeräte an erhöhten Stellen am Schiffsbug positioniert und die Probenahme strikt auf die Dampfphasen beschränkt. Allerdings wurden während des gesamten Probenahmezeitraums Betriebsblindwerte für die Luftprobenahme entnommen, um Sekundärkontaminationen zu überwachen, die aus der Schiffsumgebung oder den beiden verschiedenen Probenahmegeräten freigesetzt wurden. Probenehmer mit geringem Volumen (LV, 54–417 m3 Luft pro Probe) wurden zuvor unter einer Labor-Reinbank vormontiert. Im Gegensatz dazu wurden Probennehmer mit hohem Volumen (HV, 288 bis 2184 m3 Luft pro Probe) regelmäßig an Bord geöffnet, um die als Probenahmeziele verwendeten Aluminiumringe auszutauschen. Dies führte zu unterschiedlichen Zusammensetzungen und Massenbelastungen der jeweiligen Einsatzrohlinge (Abb. 1). Im Folgenden werden die in den jeweiligen Betriebsrohlingen gefundenen Polymercluster diskutiert und deren sekundäre Kontamination mit ihren möglichen Auswirkungen auf die weitere Quantifizierung bewertet.

MP-Konzentration in den drei Betriebsrohlingen B1 (zwischen T1 und T2), B2 (zwischen T5 und T6) und B3 (nach T7) in ng Probe−1 für den Low-Volume-Sampler (LVS), in den Größenbereichen 5–10 µm und >10 µm sowie der High-Volume-Sampler (HVS).

Das Indikatorion für C-PMMA schien in den sieben Transekten (T1–T7) in beiden Probennehmern (LV und HV) und allen untersuchten Größenfraktionen nahezu allgegenwärtig zu sein (>10 µm für LV- und HV-Proben; 5–10 µm für LV-Proben). . Marinebeschichtungen sind unter anderem eine plausible Quelle für C-PMMA31. Auf dem R/V Heincke war das Polieren und Lackieren des Schiffes für die Besatzung eine tägliche Routine. Dies könnte sich in den Betriebsrohwerten widerspiegeln, insbesondere in den erhöhten C-PMMA-Gehalten der HV-Probenehmer, wo ein direkter Kontakt mit der Schiffsumgebung unvermeidlich war (Abb. 1). Die C-PMMA-Konzentrationen in der Luft waren zweifellos anthropogenen Ursprungs. Eine Differenzierung der hohen C-PMMA-Belastung zwischen der Nordatlantikluft (und Schiffen im Allgemeinen) und dem Schiff als Probenahmeplattform war jedoch nicht möglich. Daher haben wir beschlossen, C-PMMA von der weiteren Diskussion auszuschließen.

Die Größenfraktion >10 µm beider Probenehmer (LV und HV) enthielt C-PC in allen Proben und Betriebsblindproben (Abb. 1) in vergleichbaren Konzentrationen von ~30 ng Probe−1 oder Betriebsblind−1. Auch hier konnte der Ursprung dieses Polymerclusters in der Größenfraktion >10 µm nicht ausschließlich der Nordatlantikluft zugeschrieben werden, sondern war eher Schiffsarbeiten im Zusammenhang mit Epoxidbeschichtungen31 und den Probenehmern selbst zuzuordnen. Dies führte zum Ausschluss von C-PC in der Größenfraktion >10 µm.

Beide LV-Probengrößenfraktionen (5–10 µm und >10 µm) zeigten einen nahezu konstanten C-PP-Wert für Proben und Betriebsblindwerte (~200 ng Probe−1). Hierbei wurde von einem probennehmerbezogenen C-PP-Gehalt ausgegangen und führte zum Ausschluss von C-PP aus den LV-Probennehmerergebnissen.

C-PS wurde gelegentlich in beiden Probenehmern sowie C-PP und C-PET für den HV-Probenehmer nachgewiesen, zeigte jedoch kein Muster im Zusammenhang mit der Betriebsblindprobe und deutete daher nicht auf eine allgemeine Sekundärkontamination während der Probenahme oder Probenvorbereitung hin . Daher wurden diese Polymercluster nicht von der Diskussion ausgeschlossen. Da die Betriebsblindwerte auf eine mögliche Kontamination im Zusammenhang mit der Vorbereitung des Probenehmers, aber nicht auf den gesamten Probenahmeprozess hinwiesen, wurde auf eine Blindwertsubtraktion der entsprechenden Daten verzichtet. Stattdessen sind diese Polymercluster in den jeweiligen Abbildungen mit (∆) und im Text mit ∆ gekennzeichnet, um darauf hinzuweisen, dass die Konzentration teilweise durch Sekundärkontamination beeinträchtigt sein könnte. Darüber hinaus sind Abb. S1 und S2 in den Zusatzinformationen zeigen die absoluten Massenbelastungen (ng Probe−1) jedes Polymerclusters neben den Betriebsrohwerten für beide Probenehmer.

Nach Ausschluss ausgewählter Polymercluster waren MP in allen Proben der Größenfraktion >10 µm noch vorhanden. In der Größenfraktion 5–10 µm enthielten fünf von sieben Proben MP (Abb. 2b). Die Gesamtmassenbelastung reichte von

eine Karte der Transekte T1–T7 der Luftprobenahme während der HE578-Kreuzfahrt, Juni 2021. Die Kartendaten stammen von Wickham H (2016). ggplot2: Elegante Grafiken für die Datenanalyse. Springer-Verlag New York. ISBN 978-3-319-24277-4, https://ggplot2.tidyverse.org. b LV-Proben in den Größenfraktionen >10 µm und <10 µm (entspricht 5–10 µm). c HV-Proben in einer Größenfraktion von >10 µm. d HV-Proben mit angepasster y-Achse (0–2 ng MP m−3). * = Konzentration

Unabhängig von der Größenfraktion war C-PET der dominierende Polymercluster (max. 1,54 ng m−3). C-PS∆ trat ebenfalls häufig auf, allerdings in deutlich geringeren Konzentrationen (max. 0,14 ng m−3). C-PC (nur Fraktion 5 – 10 µm) wurde einmal mit einer Konzentration von 0,28 ng m−3 (T7) quantifiziert. Mit einer Ausnahme (T7) waren die MP-Konzentrationen in der Größenfraktion >10 µm höher als in der Größenfraktion 5–10 µm. Detaillierte Polymerclusterdaten finden Sie in den Zusatzinformationen SI (Tabelle S3 und S4).

Alle HV-Proben enthielten MP. Die summierten Konzentrationen lagen zwischen 0,23 und 37,5 ng MP m−3. Eindeutige Hinweise auf CTT (Abb. 2c) wurden in T1 (35,3 ng m−3) und T3 (13,2 ng m−3) erhalten, was 94 % bzw. 87 % der gesamten MP-Konzentration in den jeweiligen Proben entspricht. Durch Anpassen der y-Achse an den gleichen Maßstab wie für die LV-Proben (Abb. 2d) wurden jedoch Konzentrationen anderer Polymercluster sichtbar, darunter C-PP∆, C-PET∆, C-PS∆ und C- MDI-PUR. Diese waren in deutlich geringeren Mengen vorhanden. Bei Ausschluss von TWP (sowohl CTT als auch TTT) überstiegen die summierten Konzentrationen nie 2 ng m−3 und entsprachen der gleichen Größenordnung wie die in den LV-Proben beobachteten (>10 µm). In absteigender Reihenfolge angeordnet waren die Polymerkonzentrationen C-PET∆ > C-PP∆ > C-MDI-PUR > C-PS∆, was zu mittleren relativen Prozentsätzen von 56 % (C-PET∆) führte, gefolgt von 31 % ( C-PP∆), 11 % (C-MDI-PUR) und 3 % (C-PS∆).

Aufgrund der begrenzten Verfügbarkeit von Literaturdaten zu MP in der Meeresatmosphäre ist der Vergleichsbereich begrenzt. Eine weitere Herausforderung war die Variation der gemeldeten Probenahme- und Analysemethoden sowie der Probenahmestellen. Die sieben veröffentlichten, auf Partikelzahlen basierenden Studien, die in der Einleitung und den ergänzenden Informationen SI (Tabelle S1) erwähnt wurden, enthielten kein TWP. Daher werden TWP im folgenden Vergleich weder berücksichtigt, noch werden die abgeleiteten relativen Anteile aufgeführt. Diese Anteile wurden berechnet, um einen ungefähren Vergleich der auf Partikelanzahl basierenden Studien mit unserer auf Partikelmasse basierenden Studie zu ermöglichen. Fünf von sieben Studien berichteten, dass PET oder Polyester der am häufigsten nachgewiesene Polymertyp sei, mit Vorkommen zwischen 29 und 56 %23,24,26,33,34. Dies steht im Einklang mit den LV- und HV-Proben dieser Studie, bei denen C-PET mit 67 % bzw. 56 % den mit Abstand größten Anteil aufwies. Der zweitdominanteste Polymercluster für die LV-Proben war C-PS∆ (17 %), für den es in der Literatur nur begrenzte Übereinstimmung gibt. Nur25 hoben PS als dominierendes Polymer gegenüber PP und PE hervor, gaben jedoch keine Prozentsätze an, während zwei andere Studien nur geringe Beiträge von PS berichteten (10 %23 und 6 %33). Das dominante und allgegenwärtige Vorhandensein von C-PS in den LV-Proben dieser Studie könnte mit der sehr niedrigen Nachweisgrenze (LOD, ~1 ng; SI, Tabelle S8) unter Verwendung von Py-GC/MS zusammenhängen, was eine einfachere Identifizierung erleichtert Spuren von C-PS∆-Konzentrationen. Möglicherweise waren auch andere Polymercluster in den LV-Proben vorhanden, aber aufgrund der höheren LODs einiger Polymere (z. B. CTT) konnten sie in den vergleichsweise geringen Probenvolumina möglicherweise nicht identifiziert werden. Diese Hypothese wird durch die HV-Proben dieser Studie bestätigt. Aufgrund des insgesamt höheren Probenvolumens wurde eine größere Polymervielfalt festgestellt. In diesen Proben kam C-PS∆ häufig vor, sein Anteil war jedoch gering (ca. 3 %). In den HV-Proben war C-PP∆ mit einem durchschnittlichen Anteil von 31 % der zweithäufigste Polymercluster. PP trat auch in anderen Studien häufig auf, jedoch mit geringeren relativen Anteilen, die zwischen 7 und 22 % lagen23,25,33,34. In zwei Transekten (T3 und T5) war C-MDI-PUR eine prominente Komponente (durchschnittlich 11 %), die mittels HV-Probenahme nachgewiesen wurde. Nur eine Studie berichtete über den Nachweis von PUR in Meeresluftproben mit einem Anteil von 5 %24. Die bekanntesten identifizierten Polymercluster stimmen jedoch weitgehend mit den spärlich verfügbaren Literaturdaten überein und unterstreichen die Dominanz von C-PET, insbesondere in der Meeresatmosphäre. Im Allgemeinen ist der Vergleich partikel- und massenbezogener MP-Ergebnisse begrenzt und erfordert eine umfassende Harmonisierung35.

Für HV-Proben stand für die MP-Analyse nur die Fraktion >10 µm zur Verfügung. Dementsprechend beschränkte sich der Vergleich zwischen den beiden unterschiedlichen Probenahmeansätzen auf diese Größenfraktion. Leider mussten einige der Polymercluster aufgrund ihres Vorkommens in den Betriebsrohlingen aus der Diskussion ausgeschlossen werden. Daher konnten die beiden Probenahmetechniken nur hinsichtlich der Polymercluster C-PET und C-PS verglichen werden (Abb. 3a, b).

a Polyethylenterephthalat-Cluster (C-PET) und b Polystyrol-Cluster (C-PS) in ng m−3. ∆ = Konzentration der Polymercluster kann durch sekundäre Kontamination beeinflusst werden. * = erkannt, nicht quantifizierbar.

Unabhängig von der Probenahmetechnik lag die Konzentration von C-PET zwischen 0,05 und 0,41 ng m−3, mit Ausnahme der HV-Probe in T3 (0,98 ng m−3). Die detektierten C-PET-Massenbelastungen lagen in der gleichen Größenordnung und T4, T5, T6 und T7 zeigten eine besonders starke Ähnlichkeit. Die ungewöhnlich hohen Massenbeladungen von C-PET in der HV-Probe von T3 könnten durch das Vorhandensein sichtbarer Faseransammlungen in der Probe erklärt werden (SI, -Bild des Filterkuchens in Abb. S3). Die C-PS∆-Konzentrationen schienen zwischen allen Proben zu variieren, aber insgesamt lagen die Massenfrachten von C-PS∆ in der gleichen Größenordnung und überstiegen nie 0,1 ng m−3.

Auch wenn der direkte Vergleich der LV- und HV-Probenehmer stark eingeschränkt war, zeigten beide vielversprechende Ähnlichkeiten, die ihre Eignung für die Luftprobenahme an Bord im Allgemeinen unterstrichen. Jeder Probenehmer hatte seine Vor- und Nachteile. Geringe Probenvolumina spiegelten eine vermeintlich begrenzte Vielfalt an Polymertypen wider, im Fall des LV-Probenehmers war er jedoch resistenter gegen Sekundärkontaminationen, die direkt von der Probenahmestelle (Schiff) ausgingen. Darüber hinaus war es einfach, die LV-Probenehmer im Voraus vorzubereiten und sowohl an Bord als auch im Labor leicht zu handhaben. Im Gegensatz dazu zeigten die erhöhten Luftmengen des HV-Probenehmers eine größere Polymerclustervielfalt in der Luft. Größere Probenvolumina gewährleisten häufig eine zuverlässigere Analyse von Polymeren mit höherem LOD und LOQ, was direkt zu einer höheren Polymerclustervielfalt für die HV-Proben im Vergleich zu den LV-Proben führen kann. Die als Probensammler dienenden Aluminiumringe mussten an Bord in den Probenehmer eingesetzt und nach jeder Probenahme ausgetauscht werden. Dementsprechend ist diese Probenahmetechnik anfälliger für Sekundärkontaminationen. Darüber hinaus waren die Aluminiumringe aufgrund ihrer Größe im Labor weniger einfach zu handhaben. Beide Probenahmetechniken haben jedoch das Potenzial, wertvolle Erkenntnisse über die MP-Zusammensetzung der Meeresluft zu liefern. Insbesondere deren Kombination und Erweiterung auf unterschiedliche Größenfraktionen ist sicherlich ein geeigneter Ansatz, um detailliertere Erkenntnisse über MP-Konzentrationen in der Atmosphäre zu gewinnen.

Um potenzielle MP-Quellen in der Meeresatmosphäre zu entdecken, verwendeten wir die Ausbreitungsmodelle Hybrid Single-Particle Lagrange Integrated Trajectory (HYSPLIT) und FLEXible PARTicle (FLEXPART), um Informationen über den Ursprung der Luftmassen zu erhalten, die am Schiff ankamen und von dort entfernt wurden probiert. Obwohl eine allgemeine Vorstellung von den möglichen Polymerursprüngen besteht, sollten die resultierenden Rückflugbahnen (HYSPLIT) und Emissionsfußabdrücke (FLEXPART) wertvolle, zusätzliche Informationen über den anthropogenen Einfluss von Luftmassen und damit von Partikeln liefern. In Abb. 4a, b sind ausgewählte Parameter beider Modelle dargestellt. Die Modellierung erfolgte mit verschiedenen Ansätzen, die in der Zusatzinformation SI dargestellt sind (Abb. S4).

a FLEXPART-Fußabdrücke, die Emissionen von Mikroplastik (MP) > 10 µm Größenfraktion in Höhen von 0–100 m über dem Meeresspiegel für einen Zeitraum von 30 Tagen simulieren. b HYSPLIT-Rückflugbahnen für eine Höhe von 30 m über dem Meeresspiegel für eine Dauer von 72 Stunden. Kartendaten von Wickham H (2016). ggplot2: Elegante Grafiken für die Datenanalyse. Springer-Verlag New York. ISBN 978-3-319-24277-4, https://ggplot2.tidyverse.org.

Beide Modelle zeigten große Ähnlichkeit hinsichtlich ihrer berechneten Luftmassenherkunft, obwohl sie sich in der Berechnung und in den definierten Parametern unterschieden (Abb. 4a, b). Nach dem FLEXPART-Modell (Abb. 4a) waren die Empfindlichkeiten gegenüber Fußabdruckemissionen in ozeanischen (T1, T3, T5) und hocharktischen Regionen (T4) am höchsten, was zeigt, dass die Luft fast ausschließlich aus Meeresgebieten kam. Dasselbe galt für die hinteren Trajektorien des HYSPLIT-Modells (Abb. 4b). Andererseits haben wir Luftmassen beprobt, die innerhalb der modellierten Zeitrahmen bei T2, T6 und T7 über das Festland geflogen waren.

Die höchsten MP-Gesamtkonzentrationen wurden in den T1- und T3-Proben gefunden. Diese Proben zeigten besonders hohe TWP-Belastungen. Gemäß Abb. 4a, b passierten große Teile der Luftmassen, die den Transekt T3 beeinflussten, keine Landmassen, was die Frage nach möglichen TWP-Quellen aufwirft. In jüngster Zeit tauchen Studien auf, die Meeresspray als Transportvektor und dementsprechend als potenzielle Sekundärquelle für MP in der Meeresatmosphäre durch Remobilisierung durch brechende Wellen vorschlagen, die dazu führen, dass eingeschlossene Luftblasen aufsteigen und platzen7,9,10. Es wurde bereits beschrieben, dass TWP in der Meeresumwelt vorkommt21. Aktuelle eigene Ergebnisse einer unveröffentlichten Studie zeigten eine signifikante Anreicherung von TWP in der Mikroschicht der Meeresoberfläche von Küstenmeeresgewässern. Daher könnte es als potenzielle Reemissionsquelle für TWP in der Atmosphäre fungieren, das durch Meeresgischt mitgerissen wird, selbst ohne eine anthropogene Quelle in unmittelbarer Nähe. Das Gleiche gilt für die TWP-Massenlasten in T1, wo die Rückflugbahn der Luftmassen und der Emissionsfußabdruck nur einen marginalen Landkontakt nahelegten (Abb. 4a, b). Eine Studie von36 beschrieb einen potenziellen 6. ozeanischen Plastikwirbel in der Arktis und unterstrich die Möglichkeit einer erneuten Emission von MP einschließlich TWP in die Meeresumwelt. Darüber hinaus könnte TWP über längere Zeiträume in der Atmosphäre verbleiben und durch diese wandern, was auch in der Literatur vermutet wurde8,37.

Die HV-Proben bei T3 und T5 wiesen die höchsten Gesamt-MP-Massenbelastungen auf, wenn man TWP außer Acht lässt. Bei den LV-Proben stach T7 hervor. Die Rückflugbahn der Luftmassen deutete darauf hin, dass T7 eindeutig vom südnorwegischen Festland beeinflusst wurde. Mehrere Küstenstädte stellen eine plausible Quelle für C-PET dar, den Hauptschadstoff, der höchstwahrscheinlich aus synthetischen Fasern stammt, die über die Atmosphäre in die Meeresumwelt gelangen37. Die Modelle zeigten, dass T3 und T5 nur einen geringen (T3) bzw. keinen (T5) Einfluss vom Land anzeigten. In diesen Proben war C-MDI-PUR ein dominanter Polymercluster. Laut Ref. 31 Schiffsbeschichtungen enthalten häufig Epoxid- und Polyurethanbeschichtungen. Daher könnten die C-MDI-PUR-Beladungen in diesen Proben auf deren erneute Emission durch Meeresspray und atmosphärischen Transport hinweisen.

Insgesamt stimmen unsere Ergebnisse mit der Aussage überein und bestätigen, dass sowohl der atmosphärische Transport vom Land als auch die Wiederemissionen aus dem Meer wichtige Quellen für atmosphärisches Mikroplastik sind6,7,9,10. Da der arktische Nordatlantik als der sechste ozeanische Plastikwirbel gilt36 und eine Ansammlung von MP in nördlichen Gewässern zu finden ist38, ist die Wiederemission durch Meeresgischt eine plausible Quelle für MP. Folglich fungiert der Ozean, der bisher ausschließlich als MP-Senke galt, auch als Quelle für atmosphärisches MP.

Für weitere Studien sollte die Verteilung verschiedener Größenfraktionen im Mittelpunkt stehen, um die Quellen und Transportwege einschließlich der Wiederemission von MP aus dem Ozean in die Meeresatmosphäre zu untersuchen. Mögliche damit verbundene Risiken für die marine Biosphäre und Umwelt müssen gründlicher untersucht werden. Eine standardisiertere Probenahme in Kombination mit möglichst großen Probenvolumina und Datenanalyseverfahren wäre hilfreich und würde bessere Vergleiche innerhalb der Literatur und ein besseres Verständnis des atmosphärischen MP ermöglichen.

Die Probenahme wurde während der HE578-Kreuzfahrt auf dem R/V Heincke im Juli 2021 durchgeführt. Die Kreuzfahrtstrecke bestand aus sieben Transekten (T1–T7, Abb. 2a), die sich in Länge und Gesamtzeit der Probenahme (12–91 Stunden) unterschieden die norwegische Küste zur Bäreninsel (T1–T3) und zurück (T4–T7). Detaillierte Informationen zu Probenahmepositionen und -zeitpunkten sind in den Zusatzinformationen SI (Tabellen S5 und S6) beschrieben.

Luftproben wurden mit zwei verschiedenen aktiven Probenahmegeräten entnommen, was zu einem unterschiedlichen Gesamtprobenahmevolumen für identische Transekte und Probenahmezeiträume führte. Das Norwegische Institut für Luftforschung (NILU) stellte LV-Luftkeimsammler zur Verfügung, die mit einer Filterkaskade ausgestattet waren, um Partikel in den Größenfraktionen >10 µm und 5–10 µm zu definieren (Edelstahlgewebe mit Porengröße 10 µm und 5 µm, Haver & Boecker). OHG, Deutschland). Die Filterhalter bestanden vollständig aus Aluminium und waren eine Nachbildung des NILU 2-Stufen-Filterhalters, offenes Gesicht, #9639. Die Probenahmevolumina lagen zwischen 54 und 417 m³. Vor dem Einsatz wurden die Filterhalter und Filter 8 Stunden lang bei 450 °C gehalten, um alle MP-Reste zu entfernen, dann montiert und in einem Laminar-Flow-Abzug verpackt. Die Technische Universität Berlin (TUB) montierte zwei HV-Probenehmer (DIGITEL Aerosol Sampler DHA-80, DIGITEL Elektronik AG, Schweiz) auf dem Schiff. Zusätzlich zur standardmäßigen PM10-Sammlung wurden Partikel mit einem aerodynamischen Durchmesser > 10 µm im Inneren des Probenehmers rund um den PM10-Einlass auf vorgereinigten Aluminiumringen (∅ 30 cm) abgelagert, die unterhalb der 10 Einlassdüsen angebracht waren. Die Gesamtprobenahmevolumina variierten zwischen 288 und 2184 m3. Die identischen HV-Probenehmer wurden nebeneinander platziert, um doppelte Messungen pro Transekt zu erstellen. Die Diskussion basiert auf den mittleren Ergebnissen der Duplikate. Bilder der Luftkeimsammler und deren Aufbau finden Sie in der Zusatzinformation SI (Abb. S5).

Luftkeimsammler wurden auf dem Aussichtsdeck des RV Heincke in etwa 12 Metern Höhe über dem Meeresspiegel am Bug des Schiffes montiert. Auf der Aussichtsplattform fand kein regulärer Forschungsbetrieb statt. Die MP-Probenahme wurde nur während der Fahrt des Schiffes durchgeführt, um eine schiffsbedingte sekundäre MP- und Schiffsabgaskontamination weitestgehend zu vermeiden. Daher wurde eine überwiegend ungestörte und nicht kontaminierte Probenahmeumgebung erwartet.

Während der Forschungsfahrt wurden Betriebsrohlinge beider Probenahmetechniken angefertigt, um einen Eindruck von möglichen Sekundärkontaminationen bei der Vorbereitung der Probenehmer und der Handhabung an Bord zu erhalten. Zu diesem Zweck wurde der jeweilige Probenehmer mit der Probenahmeeinheit ausgestattet; Die Pumpen wurden für eine Minute in Betrieb genommen und dann wieder abgeschaltet. Die LV-Probenahmeeinheiten kamen bereits vollständig montiert am Schiff an und wurden nicht wieder geöffnet. Im Gegensatz dazu waren die Aluminiumringe der HV-Probenehmer einer möglichen Kontamination durch das Schiff ausgesetzt, da sie in ihren jeweiligen Probenehmern an Deck ausgetauscht wurden. Betriebsrohlinge für beide Probenehmer wurden nach den Transekten 1, 4 und 7 entnommen. Die Betriebsrohlinge wurden genau wie eine Probe vorbereitet und behandelt, außer mit nur einer kurzen Pumpzeit (~1 Minute).

Um eine Sekundärkontamination während der Probenreinigung zu verhindern, wurde die Laborausrüstung ausschließlich aus Glas, Edelstahl oder TEFLON® hergestellt. Der gesamte Probenreinigungsprozess wurde unter Laminarströmung in einer Sicherheitswerkbank (Claire pro B-2-130, Berner International GmbH, Deutschland) und mit Vorfilter (Glasfaserfilter, 0,3 µm Porengröße, WhatmanTM; Vorfilter) durchgeführt. Behandlung im Muffelofen bei 500 °C für 4 Stunden) Nur Chemikalien und Lösungen. Die Laborausrüstung wurde mit vorgefiltertem Wasser und Ethanol (96 %) gereinigt und stets mit Aluminiumfolie abgedeckt aufbewahrt. Die Probenreinigung im Labor wurde von vollständigen Verfahrensleerproben begleitet, um sekundäre Kontaminationen aus dem Labor zu überwachen. Die Verfahrensrohlinge (n = 6 für LV-Probenehmer; n = 12 für HV-Probenehmer) wurden parallel zu den Proben im Labor hergestellt. Bei positiven Signalen wurden die jeweiligen Rohdaten der Blindproben von etwaigen Probenrohdaten subtrahiert (basierend auf abgeleiteten Peakflächenverhältnissen, berechnet aus Signalen dividiert durch das interne Standardsignal des Pyrolyseprozesses, vgl. 3.4). Dadurch wurde eine Überquantifizierung aufgrund sekundärer Verunreinigungen vermieden, die während der analytischen Verarbeitung eingebracht wurden.

Proben mit geringem Volumen (LV). Die Edelstahlnetze wurden in mit Ethanol (96 %) gefüllte Bechergläser überführt und für 10 Minuten in ein Ultraschallbad gestellt, um die Partikel vom Netz zu lösen. Anschließend wurden die Edelstahlnetze gründlich mit Ethanol gereinigt und die Lösungen inklusive der Filterrückstände auf Glasfaserfilter (15 mm, 0,3 µm Porengröße, WhatmanTM; vorbehandelt im Muffelofen bei 500 °C) filtriert 4 Std.). Die Filterkuchen auf den Glasfaserfiltern wurden mit Wasserstoffperoxid (30 % (v/v)) und Petrolether gespült, um labile organische Stoffe zu oxidieren und lösliche Lipide (z. B. Wachse oder Paraffin) zu entfernen, die Störungen während der Pyrolyse verursachen könnten. Beide Chemikalien blieben jeweils fünf Minuten lang auf den Filtern, um organische Stoffe (Wasserstoffperoxid) zu entfernen und unpolare Komponenten (Petroleumether) zu entfernen. Anschließend wurden die Glasfaserfilter inklusive Filterkuchen gefaltet und in Pyrolysebecher aus Edelstahl (Eco Cups 80 LF, Frontier Labs, Japan) überführt.

Proben mit hohem Volumen (HV). Die Aluminiumringe wurden mit einer Antistatikpistole (Milty Pro Zerostat 3, Merck KGaA, Deutschland) behandelt, um die statische Ladung auf den Aluminiumoberflächen zu neutralisieren, und mit Ethanol gespült, um die Proben auf Glasfaserfilter (15 mm, 0,3 µm Pore) zu übertragen Größe, WhatmanTM; vorbehandelt im Muffelofen bei 500 °C für 4 h). Anschließend wurden die Glasfaserfilter einschließlich der Filterkuchen mit Wasserstoffperoxid (30 % (v/v)) und Petrolether gespült, gefaltet und in Pyrolysebecher aus Edelstahl gegeben.

Die Proben wurden mit einem Mikroofen-Pyrolysator EGA/Py-3030D analysiert, der mit dem Auto-Shot-Sampler AS-1020E (beide FrontierLabs, Japan) ausgestattet war und bei 590 °C betrieben wurde. Die Pyrolyseeinheit war mit einem Agilent 6890N-Gaschromatographen gekoppelt, der mit einem Agilent MSD 5973-Massenspektrometer verbunden war. Im Gaschromatographen wurde eine deaktivierte Retention Gap in Kombination mit einer DB-5MS-Säule eingebaut. In der Ionenquelle wurde die Elektronenionisierung bei 230 °C mit einer Ionisierungsenergie von 70 eV durchgeführt. Detaillierte Informationen sind in den Zusatzinformationen SI (Tabelle S7) aufgeführt. Diese Methode wurde in früheren Veröffentlichungen erfolgreich angewendet4,17,18,21,29,39.

Vor der Messung wurden 20 µL deuterierte Polystyrollösung (dPS, Sigma Aldrich, Deutschland, 125 µg mL−1 in Dichlormethan), verwendet als interner Pyrolyseprozessstandard (ISTDpy), und 20 µL Tetramethylammoniumhydroxidlösung (TMAH, 12,5 % in Methanol) verwendet , Sigma Aldrich, Deutschland) für die Online-Derivatisierung und Thermochemolyse wurden jedem Pyrolysebecher hinzugefügt18,29.

Die Identifizierung, Quantifizierung und Kalibrierung der Polymere C-PE, C-PS, C-PET, C-PMMA, C-PC, C-PA6, C-MDI-PUR, CTT und TTT erfolgte wie in früheren Veröffentlichungen beschrieben18 ,21,29,39. Alle relevanten Details und Informationen finden Sie in den Zusatzinformationen SI (Tabellen S8, S9 und S10). Die Kalibrierungsfunktionen basierten auf den Peakflächenverhältnissen des jeweiligen Polymerindikatorions relativ zu denen von deuteriertem PS (dPS), die zur internen Standardisierung des Pyrolyseprozesses verwendet wurden (ISTDpy, m/z 98, 2,4,6-Triphenyl- 1-Hexen). Im Gegensatz zu den oben genannten Polymeren, die im Bereich zwischen 0,01 µg und 10 µg kalibriert wurden, wurde C-PP über eine 1-Punkt-Kalibrierung (unterster Kalibrierungspunkt, 0,85 µg) quantifiziert, da die Konzentrationen der Proben immer unter dem lagen Kalibrierungsbereich. Die 1-Punkt-Kalibrierung wurde durchgeführt, um zumindest semiquantitative Daten für C-PP zu erhalten. Vor der Quantifizierung wurden alle Probenrohdaten mit dem Labor-Blindwert korrigiert.

Wie in einer aktuellen Studie von Ref. gezeigt wird. 4, Polymermaterial aus Ruß, z. B. aus einem Holzofen, setzte während der Py-GC/MS Naphthalin frei, auch nach der Probenbehandlung. Naphthalin wird als C-PVC-Indikator verwendet, allerdings höchst unspezifisch, da es keine spezifischere Alternative gibt. Für terrestrischen Ruß wurde ein Korrekturfaktor zur Berechnung semiquantitativer C-PVC-Daten eingeführt. Bisher wurde kein Korrekturfaktor für Störungen durch Meeresruß ermittelt. Die erste Analyse von Meeresruß zeigte jedoch, dass der Korrekturfaktor für terrestrischen Ruß nicht auf Meeresproben anwendbar ist. Dementsprechend werden in dieser Studie C-PVC-Daten von weiteren Diskussionen ausgeschlossen.

Zur Bewertung potenzieller MP-Quellen, einschließlich der möglichen geografischen und anthropogenen Auswirkungen der am Deck des RV Heincke ankommenden Luftmassen, wurden zwei verschiedene atmosphärische Transport- und Ausbreitungsmodelle angewendet: das FLEXPART- und das HYSPLIT-Modell.

FLEXPLART-Modell. Um den Ursprung der Luftpakete zu verfolgen und Emissions-Fußabdrücke zu erstellen, wurde das Lagrange-Partikeldispersionsmodell, FLEXPART Version 10.440, verwendet. Das Modell wurde mit 3-stündlichen operationellen meteorologischen Windfeldern betrieben, die vom Europäischen Zentrum für mittelfristige Wettervorhersage (ECMWF) abgerufen wurden und aus 137 vertikalen Ebenen und einer horizontalen Auflösung von 1° × 1° bestanden. In FLEXPART wurden alle 4 Stunden rechnerische Partikel in Höhen von 0–100 m vom sich bewegenden Rezeptor (R/V Heincke) freigesetzt und im Retroplume-Modus von FLEXPART 30 Tage rückwärts in der Zeit verfolgt.

Die Verfolgung umfasst die gravitative Absenkung kugelförmiger Partikel der beobachteten Größe. FLEXPART unterscheidet sich von einfachen Trajektorienmodellen durch seine Fähigkeit, die trockene und nasse Ablagerung von Gasen oder Aerosolen41, Turbulenzen42 und unaufgelöste mesoskalige Bewegungen43 zu simulieren, während es ein tiefes Konvektionsschema44 enthält. Für unsere Simulationen haben wir angenommen, dass Mikroplastik eine Dichte von 1234 kg m−3 hat, wie in Lit. 8 und folgte einer logarithmischen Größenverteilung, die durch einen aerodynamischen mittleren Durchmesser gekennzeichnet war. Da im vorliegenden Fall Partikel <10 μm und >10 μm erkannt wurden, verwendeten wir separate Durchläufe für 0,4, 3,0, 8,0, 10, 12, 18 und 25 μm.

Die FLEXPART-Ausgabe besteht aus einer gerasterten Footprint-Emissionsempfindlichkeit mit einer Auflösung von 0,5° × 0,5°. Die Emissionsempfindlichkeit drückt die Wahrscheinlichkeit aus, dass während der 30-tägigen Partikelverfolgung eine Freisetzung in einer beliebigen Gitterzelle den Rezeptor (R/V Heincke) erreicht.

HYSPLIT-Modell. Rückwärtstrajektorien wurden mit dem HYSPLIT 4-Modell45 berechnet. Meteorologische Eingabedaten wurden aus dem globalen Reanalysedatensatz des National Centers for Environmental Prediction (NCEP)/National Center for Atmospheric Research (NCAR)46 abgerufen. Die NCEP/NCAR-Reanalysedaten liefern 6-Stunden-Daten in 18 vertikalen Ebenen mit einer horizontalen Auflösung von 2,5° × 2,5°. Das HYSPLIT-Modell wurde im Rückwärtsmodus für Zeiträume von 24 Stunden und 72 Stunden ausgeführt und berechnete die stündliche Breiten- und Längsposition der Luftmasse, bevor sie während der Probenahme von Transekten bei R/V Heincke ankam. Der Trajektorienendpunkt beim FS Heincke wurde auf einer Höhe von 30 m über dem Meeresspiegel festgelegt.

Die in dieser Studie generierten MP-Daten werden in den Zusatzinformationen bereitgestellt. Alle Simulationsergebnisse von FLEXPART Version 10.4 sind offen verfügbar und können unter https://doi.org/10.5281/zenodo.7924016 oder auf Anfrage bei NE abgerufen werden. Zusätzliche HYSPLIT-Informationen können vom entsprechenden Autor erhalten werden.

Die Modelle FLEXPART und HYSPLIT stehen der wissenschaftlichen Gemeinschaft frei zur Verfügung und können unter https://www.flexpart.eu/ und https://www.ready.noaa.gov/HYSPLIT.php heruntergeladen werden. Meteorologische Felder zur Ausführung von FLEXPART können vom ECMWF (https://www.ecmwf.int) gemäß den jeweiligen Bedingungen/Richtlinien heruntergeladen werden. Die meteorologischen Daten von HYSPLIT finden Sie unter https://www.ready.noaa.gov/archives.php und in Ref. 46. Die Karten für Transekte (Abb. 2a) und die HYSPLIT-Trajektorien (Abb. 4b und S4b) wurden in R unter Verwendung der Weltkartendaten des Pakets „ggplot2“ (map_data („world“)) gezeichnet. Das ggplot-Zitat ist ref. 47. Die FLEXPART-Footprints wurden mit Matlab 2022a (MATLAB. (2022). Version R2022a. Natick, Massachusetts: The MathWorks Inc.) aufgezeichnet. Alle Karten sind im Code enthalten.

Allen, S. et al. Atmosphärischer Transport und Ablagerung von Mikroplastik in einem abgelegenen Bergeinzugsgebiet. Nat. Geosci. 12, 339–344 (2019).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Cai, L. et al. Charakteristisch für Mikroplastik im atmosphärischen Niederschlag der Stadt Dongguan, China: vorläufige Forschung und erste Beweise. Umgebung. Wissenschaft. Umweltverschmutzung. Res. 24, 24928–24935 (2017).

Artikel Google Scholar

Dris, R., Gasperi, J., Saad, M., Mirande, C. & Tassin, B. Synthetische Fasern im atmosphärischen Fallout: eine Quelle von Mikroplastik in der Umwelt? Mar. Pollut. Stier. 104, 290–293 (2016).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Goßmann, I., Süßmuth, R. & Scholz-Böttcher, BM Plastik in der Luft?! - Spinnennetze als räumlicher und zeitlicher Spiegel für Mikroplastik einschließlich Reifenabriebpartikel in der Stadtluft. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 832, 155008 (2022).

Artikel ADS PubMed Google Scholar

Liu, K. et al. Quelle und potenzielle Risikobewertung von schwebendem atmosphärischem Mikroplastik in Shanghai. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 675, 462–471 (2019).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Allen, D. et al. Mikroplastik und Nanoplastik in der Meeresatmosphäre. Nat. Rev. Earth Environ. 3, 393–405 (2022).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Brahney, J. et al. Einschränkung des atmosphärischen Teils des Kunststoffkreislaufs. Proz. Natl. Acad. Wissenschaft. USA 118, 1–10 (2021).

Evangeliou, N. et al. Der atmosphärische Transport ist ein wichtiger Transportweg von Mikroplastik in entlegene Regionen. Nat. Komm. 11, 3381 (2020).

Artikel ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Allen, S. et al. Untersuchung des Ozeans als Quelle für atmosphärisches Mikroplastik. PLoS ONE 15, e0232746 (2020).

Artikel CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Evangeliou, N., Tichý, O., Eckhardt, S., Zwaaftink, CG & Brahney, J. Quellen und Verbleib von atmosphärischem Mikroplastik durch Invers- und Ausbreitungsmodellierung: von globalen Emissionen bis zur Deposition. J. Hazard. Mater. 432, 128585 (2022).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Hartmann, NB et al. Sprechen wir dieselbe Sprache? Empfehlungen für einen Definitions- und Kategorisierungsrahmen für Plastikmüll. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 53, 1039–1047 (2019).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Cózar, A. et al. Plastikansammlung im Mittelmeer. PLoS ONE 10, 1–12 (2015).

Fischer, M., Goßmann, I. & Scholz-Böttcher, BM Fleur de Sel – ein überregionaler Monitor für Mikroplastik-Massenbelastung und -zusammensetzung in europäischen Küstengewässern? J. Anal. Appl. Pyrolyse 144, 104711 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

GESAMP Reports Stud. 90, 98. GESAMP. Quellen, Verbleib und Auswirkungen von Mikroplastik in der Meeresumwelt: Eine globale Bewertung (2015).

La Nasa, J., Biale, G., Fabbri, D. & Modugno, F. Ein Überblick über Herausforderungen und Entwicklungen der analytischen Pyrolyse und anderer thermoanalytischer Techniken zur qualitativ-quantitativen Bestimmung von Mikroplastik. J. Anal. Appl. Pyrolyse 149, 104841 (2020).

Artikel Google Scholar

Suaria, G., Avio, CG, Mineo, A., Lattin, GL & Magaldi, MG Die mediterrane Plastiksuppe: synthetische Polymere in mediterranen Oberflächengewässern. Wissenschaft. Rep. 6, 37551 (2016).

Halbach, M. et al. 30 Jahre Trends der Mikroplastikverschmutzung: Massenquantitative Analyse archivierter Muschelproben aus der Nord- und Ostsee. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 826, 154179 (2022).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Coralli, I., Goßmann, I., Fabbri, D. & Scholz-Böttcher, BM Bestimmung von Polyurethanen in Mikroplastik in komplexen Umweltproben durch analytische Pyrolyse. Anal. Bioanal. Chem. https://doi.org/10.1007/s00216-023-04580-3 (2023).

PlasticsEurope. Kunststoffe – die Fakten 2022. (2022).

SAPEA. Eine wissenschaftliche Perspektive auf Mikroplastik in Natur und Gesellschaft. https://doi.org/10.26356/microplastics (2019).

Goßmann, I., Halbach, M. & Scholz-Böttcher, BM Pkw- und Lkw-Reifenverschleißpartikel in komplexen Umweltproben – ein quantitativer Vergleich mit „traditionellen“ Mikroplastik-Polymer-Massenbelastungen. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 773, 145667 (2021).

Artikel ADS PubMed Google Scholar

Ding, J. et al. Atmosphärisches Mikroplastik im Nordwestpazifik: Verteilung, Quelle und Ablagerung. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 829, 154337 (2022).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Ding, Y. et al. Die Häufigkeit und Merkmale der atmosphärischen Mikroplastikablagerung im nordwestlichen Südchinesischen Meer im Herbst. Atmosphäre. Umgebung. 253, 118389 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Ferrero, L. et al. Mikroplastik in der Luft und im Meer aus einer ozeanografischen Untersuchung an der Ostsee: eine neue Rolle der Luft-Meer-Interaktion? Wissenschaft. Gesamtumgebung. 824, 153709 (2022).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Trainic, M. et al. In der abgelegenen Meeresatmosphäre entdeckte Mikroplastikpartikel in der Luft. Komm. Erdumgebung. 1, 64 (2020).

Artikel ADS Google Scholar

Wang, X. et al. Effizienter Transport von atmosphärischem Mikroplastik auf den Kontinent durch den ostasiatischen Sommermonsun. J. Hazard. Mater. 414, 125477 (2021).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Zhang, Y. et al. Atmosphärisches Mikroplastik: ein Überblick über den aktuellen Stand und die Perspektiven. Erdwissenschaften. Rev. 203, 103118 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Prata, JC et al. Mikroplastik in der Luft. im Handbuch zu Mikroplastik in der Umwelt. P. 1–25 (Springer International Publishing, 2021).

Fischer, M. & Scholz-Böttcher, BM Mikroplastikanalyse in Umweltproben – jüngste Verbesserungen der Pyrolyse-Gaschromatographie-Massenspektrometrie-Methode zur Erhöhung der Zuverlässigkeit massenbezogener Daten. Anal. Methoden 11, 2489–2497 (2019).

Artikel Google Scholar

Primpke, S. et al. Überwachung der Mikroplastikverschmutzung in der Arktis: aktuelle Entwicklungen in der Polymeridentifizierung, Qualitätssicherung und -kontrolle sowie Datenberichterstattung. Arct. Wissenschaft. 22, 1–22 (2022).

Google Scholar

Dibke, C., Fischer, M. & Scholz-Böttcher, BM Mikroplastik-Massenkonzentrationen und -verteilung in Gewässern der Deutschen Bucht mittels Pyrolyse – Gaschromatographie – Massenspektrometrie/Thermochemolyse offenbaren potenzielle Auswirkungen von Meeresbeschichtungen: Hinterlassen Schiffe Bremsspuren? Umgebung. Wissenschaft. Technol. 55, 2285–2295 (2021).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Primpke, S. et al. Kritische Bewertung analytischer Methoden zur harmonisierten und kosteneffizienten Analyse von Mikroplastik. Appl. Spectrosc. 74, 1012–1047 (2020).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Liu, K. et al. Konsequenter Transport von terrestrischem Mikroplastik durch die Atmosphäre in den Ozean. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 53, 10612–10619 (2019).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Wang, X. et al. Atmosphärisches Mikroplastik über dem Südchinesischen Meer und dem Ostindischen Ozean: Häufigkeit, Verteilung und Quelle. J. Hazard. Mater. 389, 121846 (2020).

Artikel CAS PubMed Google Scholar

Primpke, S., Fischer, M., Lorenz, C., Gerdts, G. & Scholz-Böttcher, BM Vergleich von Pyrolyse-Gaschromatographie/Massenspektrometrie und hyperspektraler FTIR-Bildgebungsspektroskopie zur Analyse von Mikroplastik. Anal. Bioanal. Chem. 412, 8283–8298 (2020).

Artikel CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Cózar, A. et al. Der Arktische Ozean als Sackgasse für schwimmendes Plastik im nordatlantischen Zweig der Thermohaline Zirkulation. Wissenschaft. Adv. 3, 1–9 (2017).

Artikel Google Scholar

Parker-Jurd, FNF et al. Untersuchung der Quellen und Wege der Kontamination der Meeresumwelt durch synthetische Fasern und Fahrzeugreifenabrieb (Ministerium für Umwelt, Ernährung und ländliche Angelegenheiten, 2019).

Peeken, I. et al. Das arktische Meereis ist eine wichtige zeitliche Senke und Transportmittel für Mikroplastik. Nat. Komm. 9, 1505 (2018).

Artikel ADS PubMed PubMed Central Google Scholar

Fischer, M. & Scholz-Böttcher, BM Gleichzeitige Spurenidentifizierung und Quantifizierung häufiger Arten von Mikroplastik in Umweltproben mittels Pyrolyse-Gaschromatographie-Massenspektrometrie. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 51, 5052–5060 (2017).

Artikel ADS CAS PubMed Google Scholar

Pisso, I. et al. Das Lagrange-Partikeldispersionsmodell FLEXPART Version 10.4. Geosci. Modellentwickler. 12, 4955–4997 (2019).

Artikel ADS Google Scholar

Grythe, H. et al. Ein neues Aerosol-Nassentfernungsschema für das Lagrange-Partikelmodell FLEXPART v10. Geosci. Modellentwickler. 10, 1447–1466 (2017).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Cassiani, M., Stohl, A. & Brioude, J. Lagrangesche stochastische Modellierung der Dispersion in der konvektiven Grenzschicht mit verzerrten Turbulenzbedingungen und einem vertikalen Dichtegradienten: Formulierung und Implementierung im FLEXPART-Modell. Gebundenes Meteorol. 154, 367–390 (2015).

Artikel ADS Google Scholar

Stohl, A., Forster, C., Frank, A., Seibert, P. & Wotawa, G. Technische Anmerkung: Das Lagrange-Partikeldispersionsmodell FLEXPART Version 6.2. Atmosphäre. Chem. Physik. 5, 2461–2474 (2005).

Artikel ADS CAS Google Scholar

Forster, C., Stohl, A. & Seibert, P. Parametrisierung des konvektiven Transports in einem Lagrange-Partikeldispersionsmodell und seine Bewertung. J. Appl. Meteorol. Klimatol. 46, 403–422 (2007).

Artikel ADS Google Scholar

Stein, AF et al. Noaas Hysplit-Modellierungssystem für atmosphärischen Transport und Ausbreitung. Stier. Bin. Meteorol. Soc. 96, 2059–2077 (2015).

Artikel ADS Google Scholar

Kalnay, E. et al. Das 40-jährige Neuanalyseprojekt des NCEP NCAR. 1996.pdf. Stier. Bin. Meteorol. Soc. 77, 437–472 (1996).

2.0.CO;2" data-track-action="article reference" href="https://doi.org/10.1175%2F1520-0477%281996%29077%3C0437%3ATNYRP%3E2.0.CO%3B2" aria-label="Article reference 46" data-doi="10.1175/1520-0477(1996)0772.0.CO;2">Artikel ADS Google Scholar

Wickham, H. ggplot2. Elegante Grafiken für die Datenanalyse 35, (Springer, 2016).

MATH Google Scholar

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Herzlicher Dank geht an Anke Müllenmeister-Sawall für die technische Unterstützung sowie an den Kapitän und die Besatzung des FS Heincke (HE578). Darüber hinaus schätzen wir den Sprachtest durch Cleo L. Davie-Martin sehr. Diese Studie wurde vom Bundesministerium für Bildung und Forschung (BMBF) im Rahmen des Verbundforschungsprojekts FACTS (Förderkennzeichen 03F0849C (IG, BMSB, OW und JS), 03F0849D (AH); 03F0849A) gefördert (GG); JPI-Oceans). Darüber hinaus danken wir dem norwegischen Forschungsrat (NRC) für die Finanzierung von PlastPoll21 (Förderungs-ID 322191 (IG, DH und VN)) und FACTS (Förderungs-ID 311316 (NE, DH und SE)). Wir danken außerdem für die Förderung durch die Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG) – Projektnummer 391977956 (CG) – SFB1357. FLEXPART-Analysen wurden auch von ATMO-ACCESS, EU-Fördervereinbarung Nr. 101008004, finanziert. Alle Autoren möchten zwei anonymen Gutachtern und Sally Gaw für ihre gründlichen und konstruktiven Gutachten danken.

Open-Access-Förderung ermöglicht und organisiert durch Projekt DEAL.

Institut für Chemie und Biologie der Meeresumwelt (ICBM), Carl von Ossietzky Universität Oldenburg, Postfach 2503, 26111, Oldenburg, Deutschland

Isabel Goßmann, Janina Schulz, Oliver Wurl & Barbara M. Scholz-Böttcher

Zentrum für Marine Sensorik, Institut für Chemie und Biologie der Meeresumwelt (ICBM), Carl von Ossietzky Universität Oldenburg, 26382, Wilhelmshaven, Deutschland

Elizabeth Goßmann & Oliver Wurl

NILU – Norwegisches Institut für Luftforschung, FRAM-Zentrum, Postfach 6606, Langnes, 9296, Tromsø, Norwegen

Dorte Herzke und Vladimir Nikiforov

NIPH – Norwegisches Institut für öffentliche Gesundheit, POBox 222 Skøyen, 0213, Oslo, Norwegen

Dorte Herzke

Lehrstuhl für Umweltchemie und Luftforschung, Technische Universität Berlin, 10623, Berlin, Deutschland

Andreas Held & Christoph Georgi

NILU – Norwegisches Institut für Luftforschung, Instituttveien 18, 2007, Kjeller, Norwegen

Nikolaos Evangeliou & Sabine Eckhardt

Alfred-Wegener-Institut, Helmholtz-Zentrum für Polar- und Meeresforschung, 27483, Helgoland, Deutschland

Gunnar Gerdts

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Das Manuskript wurde durch Beiträge aller Autoren verfasst. Alle Autoren haben der endgültigen Fassung des Manuskripts zugestimmt. IG führte Laborarbeiten durch, die meisten Messungen mit Py-GC/MS, Datenanalysen, verfasste den Hauptteil des Manuskripts und erstellte Abbildungen, Tabellen und ergänzendes Material. DH, VN, AH und GG organisierten die Probenahmekampagne, redigierten und genehmigten das Manuskript. JS führte Laborarbeiten durch, führte Messungen mit Py-GC/MS und Datenanalysen durch. CG führte die Probenahmekampagne durch und führte die HYSPLIT-Modellierung durch. NE und SE führten die FLEXPART-Modellierung durch, bearbeiteten und genehmigten das Manuskript. OW gab Feedback, redigierte und genehmigte das Manuskript. BS-B. überwachte alle Phasen des Projekts, führte Datenanalysen durch, trug wertvolle Diskussionen bei, redigierte und genehmigte das Manuskript.

Correspondence to Barbara M. Scholz-Böttcher.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Nature Communications dankt Sally Gaw und den anderen, anonymen Gutachtern für ihren Beitrag zum Peer-Review dieser Arbeit. Eine Peer-Review-Datei ist verfügbar.

Anmerkung des Herausgebers Springer Nature bleibt hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten neutral.

Open Access Dieser Artikel ist unter einer Creative Commons Attribution 4.0 International License lizenziert, die die Nutzung, Weitergabe, Anpassung, Verbreitung und Reproduktion in jedem Medium oder Format erlaubt, sofern Sie den/die Originalautor(en) und die Quelle angemessen angeben. Geben Sie einen Link zur Creative Commons-Lizenz an und geben Sie an, ob Änderungen vorgenommen wurden. Die Bilder oder anderes Material Dritter in diesem Artikel sind in der Creative Commons-Lizenz des Artikels enthalten, sofern in der Quellenangabe für das Material nichts anderes angegeben ist. Wenn Material nicht in der Creative-Commons-Lizenz des Artikels enthalten ist und Ihre beabsichtigte Nutzung nicht gesetzlich zulässig ist oder über die zulässige Nutzung hinausgeht, müssen Sie die Genehmigung direkt vom Urheberrechtsinhaber einholen. Um eine Kopie dieser Lizenz anzuzeigen, besuchen Sie http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/.

Nachdrucke und Genehmigungen

Goßmann, I., Herzke, D., Held, A. et al. Vorkommen und Rückverfolgung von Mikroplastik-Massenfrachten einschließlich Reifenabriebpartikeln in der Luft des Nordatlantiks. Nat Commun 14, 3707 (2023). https://doi.org/10.1038/s41467-023-39340-5

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Eingegangen: 28. Februar 2023

Angenommen: 05. Juni 2023

Veröffentlicht: 22. Juni 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41467-023-39340-5

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