Mikroskopiskt skräp i havet metodutveckling för miljöövervakning
för
Naturvårdsverket
Augusti 2011
Kerstin Magnusson och Fredrik Norén
N-research
Rosviksgatan 12, 453 30 Lysekil
1
Innehållsförteckning
Sammanfattning ......................................................................................................................................... 3
Introduktion ................................................................................................................................................ 4
Bakgrund .................................................................................................................................................................... 4
Antropogena mikropartiklar – identifiering, källor och förekomst ................................................... 5
Undersökningens syfte och begränsningar ...................................................................................... 7
Material och metoder ............................................................................................................................... 8
Fältprovtagning ....................................................................................................................................................... 8
Analys av antropogena partiklar ................................................................................................................... 10
Resultat ........................................................................................................................................................12
Begränsningar i tolkning av resultaten ...................................................................................................... 12
Resultat från fältprovtagning av mikroskopiskt skräp ........................................................................ 12
Analyser av enskilda fibrer och partiklar .................................................................................................. 15
Diskussion ..................................................................................................................................................17
Rekommendationer inför framtiden ................................................................................................19
Referenser ..................................................................................................................................................20
2
Sammanfattning
I EU:s marina direktiv från 2010 (2010/477/EU), finns elva deskriptorer med kriterier som ska
uppfyllas för att havsmiljön ska anses ha en god ekologisk status. Deskriptor 10 handlar om
marint avfall och här påtalas behovet av att införa provtagning av marint skräp, inklusive den
mikroskopiska fraktionen, i marina övervakningsprogram. Man poängterar också behovet av
ökad kunskap om det mikroskopiska avfallet; hur mycket finns det, vad består det av, och vilka
effekter kan det tänkas ha på de marina ekosystemen?
Det primära syftet med denna studie har därför varit att ta fram en enkel men effektiv metod för
provtagning och analys av antropogena mikropartiklar i havsvatten, samt att använda metoden
för en fältundersökning av svenska kustvatten.
Vattenprovtagning gjordes med en bensinpump där filterhållare av rostfritt stål monterats på
insugsslangen för att undvika att det provtagna vattnet kontaminerades av pumpen.
Provtagning gjordes på 0,5 m djup. Eftersom det ännu inte finns någon allmänt accepterad
storleksfraktion som definierar ”mikroskräp” gjordes användes både 300 µm- och 10 µm-filter
på samma lokaler. Provtagning skedde från bryggor och gjordes på 21 lokaler längs svenska
kusten, från norska gränsen till Gävle.
Efter provtagning analyserades filtren med ljusmikroskop/stereolupp, och klassificering av de
uppfångade partiklarna som antropogena eller naturliga gjordes på morfologiska grunder. Ett
litet antal enskilda mikropartiklar valdes ut för mer ingående analyser av vad de var uppbyggda
av. Enskilda partiklars löslighet i specifika organiska lösningsmedel och deras smältpunkt
undersöktes, detta är metoder som kan användas för att utskilja t.ex. flygaska och oljebaserade
partiklar. Ett antal fibrer analyserades också med FTIR (Fourier Transform Infrared
Spectroscopy) för att identifiera polymerer, både plast och naturliga polymerer som cellulosa.
Med 10 µm-filter blev koncentration av mikropartiklar i havsvattnet upp till 2500 gånger högre
än med 300 µm-filter. Den stora skillnaden kunde framför allt tillskrivas små svarta partiklar,
<50 µm som troligen härstammande från bl.a. vägslitage och förbränningsprocesser. Det är dock
inte realistiskt att bara använda ett så finmaskigt filter som 10 µm i ett provtagningsprogram
för mikropartiklar. Med någorlunda enkel pumputrustning, som den vi använde, kunde man
bara filtrera högst ett tiotal liter vatten innan det satte igen, medan man med 300 µm-filtren
kunde filtrera två kubikmeter vatten utan att flödeshastigheten minskade. På 300 µm-filtren
fångades framför allt upp fibrer av syntetiska och naturliga polymerer som ofta var någon eller
några millimeter långa. Koncentrationen av dessa var högst fyra fibrer m3, så om provtagning
bara skett med 10 µm-filter hade risken varit stor att man missat dem. För att pumpa en större
vattenvolym genom 10 µm-filter skulle krävas en mer avancerad och kostsam pumputrustning,
och längre tidsåtgång vid provtagningstillfället. Bägge delar skulle göra metoden mindre lämplig
för att användas i miljöövervakningsprogram.
Fältstudien inkluderade 21 lokaler med stor geografisk spridning, och med, åtminstone
tillsynes, olika grad av påverkan från mänskliga aktiviteter. Eftersom det bara rör sig om ett
enda mättillfälle per lokal är det dock svårt att uttala sig om några storskaliga geografiska
trender. Om man tog med analys av marint mikroskopiskt skräp i befintliga
miljöövervakningsprogram skulle man efter ett antal mättillfällen kunna få en bild, både av
geografiska skillnader och av tidstrender. Det skulle då också vara möjligt att spåra viktiga
källor till marin nerskräpning, och även ge möjlighet att följa upp effekter av eventuella
åtgärder.
3
Introduktion
Bakgrund
Marin nedskräpning är inte begränsat till det vi kan se med blotta ögat; både havsvatten och
marina sediment innehåller mätbara halter av mikroskopiskt små skräpfragment. Det
mikroskopiska marina skräpet består av en blandning av många olika material där den
gemensamma nämnaren är att de finns i miljön som ett resultat av mänskliga aktiviteter. En
fraktion marint mikroskräp utgörs av polymera material, dels plaster, d.v.s. syntetiserade
polymerer, dels naturliga polymerer som cellulosa. En möjlig källa för de textila fibrerna kan
exempelvis vara vatten från tvättmaskiner, som via avloppsreningsverken kommer ut i miljön.
En annan grupp antropogent mikroskopiskt skräp är svarta partiklar. Dessa kan ha olika
ursprung, t.ex. asfalt- och gummirester från vägtrafik, eller förbränningsrester som deponeras
från luften. Svarta partiklar har studerats relativt väl inom andra forskningsfält, såsom
aerosolforskning, och går där under benämningen black carbonaceous particles.
En stor del av de data som i dagsläget finns om mikroskopiskt skräp i havsvatten kommer från
undersökningar gjorda med metodik för planktonprovtagningar. Bland annat har man tittat
efter mikroskopiska plastpartiklar i prover från the Continuous Plankton Recorder (CPR) survey
(CPR), vilket är ett brittiskt marint övervakningsprogram som pågått med samma mätmetodik
sedan 1948. Behovet av att utveckla en speciellt anpassad provtagningsmetodik för
mikroskopiskt skräp är dock stort och det har också varit ett av huvudsyftena med denna
studie.
Det mikroskopiska marina skräpet, i synnerhet mikroskopiska plastpartiklar, har bland
myndigheter och forskare fått ökad internationell uppmärksamhet de senaste åren.
Amerikanska NOAA (National Oceanic and Atmospheric Adminstration) ordnade 2008 en
workshop med temat International research workshop on the occurrence, effects, and fate of
microplastic marine debris (Arthur et al., 2009), och vid NOAAs senaste internationella
konferens om marin nedskräpning (5th International Marine Debris Conference, 20-25 mars
2011) var förekomst och effekt av mikroskopiska plastpartiklar ett huvudtema. Även FN:s
vetenskapliga expertpanel för marina miljöfrågor, GESAMP (The Joint Group of Experts on the
Scientific Aspects of Marine Environmental Protection), höll i juni 2010 en workshop om marina
mikroplasters betydelse som vektorer för transport av miljögifter i havet (GESAMP, 2010).
I EU:s marina direktiv (the Marine Strategy Framework directive, 2008/56/EG) finns elva
kvalitativa deskriptorerna utifrån vilka bedömning av miljöstatus i marin miljö ska göras. Dessa
formuleras i EU kommissionens beslut om kriterier och metodstandarder för god miljöstatus i
marina vatten (2010/477/EU). Deskriptor tio handlar om marint skräp och här poängteras bl.a.
att medlemsstaterna bör inkludera förekomst av marint avfall i marina övervakningsprogram,
och att det finns ett stort behov av ökad kunskap om ”trender för mängden, fördelning och, där
så är möjligt, sammansättning av mikropartiklar (särskilt mikroskopiska plastpartiklar)”.
I Sverige genomfördes den första studien av mikroskopiskt skräp 2007 av KIMO Sverige, och
man fann upp till tusen gånger högre halter av mikroskräp än vad som tidigare rapporterats i
litteraturen (Norén, 2007). Orsaken till dessa högre halter var att man i KIMO-undersökningen
använde en betydligt finmaskigare planktonduk, 80 µm, jämfört med flertalet andra
undersökningar där man använt planktonduk med maskvidd 333 µm.
Detta föranledde Naturvårdsverket att fortsätta undersökningarna av antropogent
mikroskopiskt skräp i svenska vatten, med mål att utveckla en lämplig provtagningsmetodik
samt kvantifiera halterna inför ett eventuellt provtagningsprogram.
4
Antropogena mikropartiklar – identifiering, källor och förekomst
Vi har identifierat två dominerade grupper av mikroskräp; plastpartiklar och svarta partiklar
och ger därför dessa två typer varsin introduktion.
Mikroskopiska plastpartiklar
Den globala produktionen av plast har ökat från 0,5 ton per år 1950 till 260 miljoner ton per år
2008. Plastskräp finns överallt i naturen, och nedskräpning i havet och på havsstränder har fått
stor medial uppmärksamhet. De första rapporterna om mikroskopiska plastpartiklar i havet
kom i början av 1970-talet (Carpenter et al., 1972; Colton et al., 1974). Det rörde sig då framför
allt om utsläpp från plastindustrin i form av knappt millimeterstora plastpellets vilka utgjorde
råvaran vid framställning av plastprodukter. Sedan dess har konsumentprodukternas bidrag till
mikroskopiskt plastskräp i havet ökat, och i dag utgör de ett större problem än utsläpp från
plastindustrierna. En källa är plastpartiklar i industri- och konsumentprodukter som
transporteras ut med avloppsvatten utan att fastna i reningsverken. Exempel på sådana
produkter är rengöringsmedel för båtmotorer och fartygsskrov som kan innehålla melamin-,
akryl- och polyesterpartiklar (≈0,25- 1,7 mm i diameter), och kosmetiska rengöringsprodukter
med plastkulor. Förutom direkta utsläpp kan mikroplastpartiklar bildas då större plastbitar
fragmenteras genom mekaniskt slitage, exponering för UV-strålning (Andrady et al., 1998; Shah
et al., 2008; Thompson et al., 2009), och, i mycket begränsad utsträckning, mikrobiell
nedbrytning (Shah et al., 2008). En observation som talar emot teorin att mikroplastpartiklar
bildas i den marina miljön var att bland plastpartiklar på en sandstrand var de polymerer som
dominerade bland plastpartiklar <1 mm inte var desamma som de som dominerande i större
plastfragment. Medan stora partiklar till stor del utgjordes av plaster med låg densitet, som
polyetylen och polypropylen, dominerade tyngre polymerer, t.ex. polyvinylklorid (PVC),
polyester och polyamid, i mikropartiklarna (Browne et al., 2010).
Definitionen av vad som ska betraktas som mikroplastpartiklar (engelska: microplastics), är
inte entydig. Vid NOAAs internationell workshop om mikroplaster 2008, enades man om att
definiera det som partiklar mellan 0,330 och 5 mm (Arthur et al., September 9-11, 2008).
Behovet av att definiera en storleksgräns både uppåt och nedåt kommer från ett ökat intresse
från myndigheters sida att ta fram gränsvärden för marint skräp. Att sätta den nedre gränsen
till 330 µm är en anpassning till konventionella metoder för insamling av plankton, vilket fram
till i dag varit den huvudsakliga insamlingsmetoden även för mikroskopiskt marint skräp. I takt
med att metoder för insamling av mikroskräp förbättras kan det vara lämpligt att även
inkludera mindre partiklar. Data erhållna i samband med planktonprovtagningar i Stilla havet
har visat på låga koncentrationen i öppet hav; 0,03 -1 plastpartikel/plastfragment per m2
(Moore et al., 2001). Men proverna dominerades av den minsta partikelstorleken, nära 330 µm,
varför man kan anta att man med en mindre maskstorlek hade funnit högre koncentrationer. I
en undersökning av vattnet runt Singapore, där FTIR användes för detektion av mikroplaster,
fann man så små partiklar som 1,6 µm (Ng och Obbard, 2006). Koncentrationen uppskattades
då till mellan 0 och 4 plastpartiklar per tio liter, d.v.s. på vissa lokaler avsevärt mycket högre än
de uppskattningar man gjort efter provtagning med planktonhåv.
Mikroplastpartiklar finns både i pelagialen och deponerade i marina sediment. De flesta rena
plaster har en positiv flytkraft och håller sig svävande i vattnet, men t.ex. PVC har hög densitet
och tenderar att sjunka till botten (Browne et al., 2007). Oavsett material är det dock troligt att
partiklarna med tiden blir bevuxna eller bäddas in i material med högre densitet, och
sedimenterar till botten. I provtagningar från Stilla havet har man funnit att i pelagialen är
partikelkoncentrationen högst nära ytan. Framför allt gäller det små partiklar, vilket ofta har
mindre påväxt än större partiklar och därför i större utsträckning kan bibehålla sin höga
flytkraft (Moore et al., 2001). Sammansättningen av mikroplastpartiklar i vattenmassan har
5
visats sig likna den i sanden på stränder, både när det gällde material och storlek, vilket skulle
kunna förklaras av att partiklar i pelagialen sköljs upp på stränderna (Thompson et al., 2004).
Huruvida partikelsammansättningen i pelagialen är densamma som i marina sediment är dock
mycket dåligt undersökt.
Mikroplastpartiklar är i samma storleksordning som många marina evertebraters födopartiklar.
Att djuren konsumerar plastpartiklar har även visats experimentellt i en studie med tre marina
arter, detritusätande kräftdjur, depositionsätande havsborstmask, och filtrerande havstulpan
(Thompson et al., 2004), och i en annan studie med depositionsätande och filtrerande arter av
sjögurkor (Graham och Thompson, 2009). Små plastpartiklar kan även passera över
tarmepitelet och komma in i haemolymfan, vilket visades i ett försök där blåmusslor matades
med 10 µm stora polystyrenpartiklar. Plastpartiklarna fanns kvar i haemolymfan i minst 48
dagar efter exponeringstillfället (Browne et al., 2008).
Plastpartiklar <1 mm har detekterats även i djur på högre trofinivåer, såsom fisk (Carpenter et
al., 1972), stormfågel (Fulmar glacialis) (Mallory et al., 2006) och pälssäl (Arctocephalus spp.)
(Eriksson och Burton, 2003). Om partiklarna kommer från bytesdjur eller har tagits upp direkt
från vatten eller sediment är dock okänt.
Vilken effekt har då de mikroskopiska plastpartiklarna på marina organismer? Till skillnad mot
de mycket uppenbart negativa effekter som plastpåsar, förlorade fiskegarn och kringflytande
tampar kan leda till (kvävning, svält m.m.) är effekterna av mikroskopisk plast mycket dåligt
kända. Det finns en risk att de orsakar fysiska skador på t.ex. gälar eller tarmepitel, och
komponenter i vissa plaster kan också tänkas ge upphov till toxiska effekter. Det kan både röra
sig om tillsatser i plasten som bromerade flamskyddsmedel eller ftalater, men det kan också
vara toxiska komponenter som utgör själva plastmaterialet som t.ex. polykarbonat där det
hormonstörande ämnet bisfenol A är en av monomererna.
Ett problem som också uppmärksammats är att plastpartiklarna utgör en adsorptionsyta för
hydrofoba organiska miljögifter (Mato et al., 2001; Moore et al., 2005). De organiska
miljögifterna har i allmänhet högre affinitet för plast än för naturliga sedimentpartiklar, och det
finns åtminstone en undersökning som visar att koncentrationen av PCB på plastpartiklar var i
samma storleksordning som koncentrationen i musslor från samma område (Endo et al., 2005).
Koncentrationen av miljögifter varierar stort mellan individuella plastpartiklar även om de är
insamlade från samma lokal, men det finns indikationer på att adsorptionsförmågan också
skiljer sig åt mellan olika polymera material; polyeten >> polypropylen>PVC (Teuten et al.,
2007) .
Svarta partiklar
”Svarta partiklar” är i denna kontext ett samlingsnamn för en heterogen grupp antropogena
partiklar som främst kommit att diskuteras i samband med luftföroreningar. Med svarta
partiklar avses bl.a. vägdamm, det vill säga fragment som slits loss från vägbanor och
fordonsdäck, och partiklar som härrör från förbränning av olika slag (Camatini et al., 2001;
Hallberg, 2006; Wik och Dave, 2009; Omstedt et al., 2010). Partiklarna kan nå havet t.ex. via
avloppsvatten, luftdeposition eller avrinning från land (Broman et al., 1990).
Analys av vägdamm från olika urbana miljöer har visat att mer än 50 % av partiklarna var
<250 µm (Zanders, 2005; Bian och Zhu, 2009), och större delen av flygaskepartiklarna är
<10 µm (Umbría et al., 2004). Detta är mindre än den gräns på 300 µm som man hitintills
använt i definitionen av mikroskopiskt marint avfall, vilket skulle kunna förklara varför svarta
antropogena partiklar inte uppmärksammats i samband med diskussionerna om marint skräp.
De svarta partiklarnas kemiska sammansättning kan vara komplex och svåranalyserad, även om
de kommer från en känd källa. Det har t.ex. visat sig att partiklar som bildades vid slitage av
bildäck under kontrollerade former i ett laboratorium, skiljde sig markant från de som bildades
6
i verklig trafikmiljö där bildas i en miljö med avgaser och slitage även från andra
fordonskomponenter (Kreider et al., 2010).
Koncentrationen av vägdamm i vattensamlingar runt vägar och tätorter kan vara hög. I
vattendrag nära kraftigt trafikerade vägar kan koncentrationer av partiklar från fordonsdäck
uppgå till flera milligram per liter vatten och sedimentkoncentrationerna till 155 g per kg
sediment (torrvikt) (Wik och Dave, 2009). I en undersökning av svenska kustsediment fann
man att merparten av de misstänkt antropogena partiklarna utgjordes av ”svarta partiklar”
(>95%, ). Man fann också en tydlig gradient med högre halter på grunda bottnar (0-2 m), än på
djupa (30-60 m) (Johansson, 2011).
Flygaska är en viktig grupp svarta partiklar i havet; små, ofta sfäriska, partiklar som bildas vid
förbränning av fossila bränslen vid hög temperatur. Beroende på vad som förbränts, och under
vilka omständigheter, kan de bestå av sfäriska oorganiska eller kolhaltiga askpartiklar (på
engelska inorganic ash spheres, IAS, eller spheroidal carbonaceaous fly-ash particles, SPC). IAS
dominerar i aska från förbränning av kol, men finns även i t.ex. vulkanaska, och SPC finns i aska
från all förbränning av fossila bränslen, men är helt dominerande vid förbränning av olja (Wik
och Renberg, 1996). Förändringar i koncentrationen av SPC från flygaska korrelerar väl till
samhällets användande av fossila bränslen. I vertikalprofiler av sjösediment var SPCkoncentrationen högre i ytliga sedimentlager än längre ner, och halterna var mer än hundra
gånger högre i södra Sverige än i norra (Wik och Renberg, 1996).
Vilka effekter olika typer svarta antropogena partiklar har på marina ekosystem är dåligt känt.
Små partiklar kan tas upp av filtrerande och sedimentätande djur, och man kan inte utesluta att
de kan ge upphov till mekaniska störningar av t.ex. respiratoriska vävnader och tarmepitel.
Kolhaltiga partiklar har också en stor förmåga att binda miljöfarliga ämnen som metaller och
organiska miljögifter. Det finns åtskilliga studier som indikerar att svarta kolpartiklar har en
mycket stor betydelse för den spatiala fördelningen av PAH och andra liknande organiska
miljögifter (Persson et al., 2002). Studier har visat att magsaft från sandmask (Arenicola marina)
kan lösa ut PAH från bl.a. bildäckspartiklar och därmed göra substanserna tillgängliga för
upptag i vävnader (Voparil et al., 2004). Man har också i toxicitetstester kunnat visa att slitage
från gummidäck är giftigt för akvatiska kräftdjur (Wik och Dave, 2009)
Undersökningens syfte och begränsningar
Syftet med denna studie har varit att ta fram ett protokoll för insamling och identifiering av
antropogena mikroskopiska partiklar i havsvatten, och att använda metoden för att provta
vatten längs svenska kusten. Ett viktigt kriterium har varit att både insamlingsmetod och analys
av partiklarna ska vara enkel och billig, och lätt kunna infogas i befintliga
miljöövervakningsprogram.
Diskussionen om mikroskopiskt skräp har framför allt kommit att gälla mikroplastpartiklar,
främst beroende på att provtagningarna traditionellt sett gjorts med 300 µm- eller 330 µmfilter. Provtar man finare fraktioner, ner till 10 µm, finner man dock att svarta antropogena
partiklar förekommer i oroväckande höga halter, och vi anser därför att det viktigt att även
dessa inkluderas i begreppet mikroskopiskt skräp. Att filtrera stora vattenvolymer genom ett
10 µm-filter kräver dock lång provtagningstid, och avancerad filtreringsutrustning varför vi valt
att göra två provtagningar på varje lokal, en med 300 µm-filter för provtagning av större
vattenvolymer (1-3 m3), och en med 10 µm-filter där filtret sätter igen efter bara några liter.
Antropogena partiklar som förekommer i relativt låga koncentrationer (även om de ur
miljösynpunkt kan anses som höga) kommer därför bara att upptäckas om de är ≥300 µm.
7
Material och metoder
En viktig aspekt att ta hänsyn till både i samband med fältprovtagningen, och även senare vid
handhavande och analys av filtren är att risken för kontaminering av proverna är mycket stor.
Partiklar från provtagningsutrustningen, omgivande luft, provtagarens kläder m.m. riskerar att
leda till att partikelkoncentrationen i vattnet överskattas. Stor vikt har därför lagts vid att
minimera kontamineringsrisken vid alla steg i arbetet.
Fältprovtagning
På varje lokal har provtagning har gjorts med filter med två olika maskstorlekar, 300 µm och
10 µm (Fig. 1). Till 300 µm-filter användes planktonduk som skars till cirklar (ø 80 mm) och
placerades i petriskålar av plast (Fig. 1C). Innan provtagning undersöktes varje filter, liggandes i
petriskålen, noga under lupp, och alla synliga fibrer och partiklar plockades bort med pincett.
För provtagning av den mindre partikelfraktionen användes 10 µm polykarbonatfilter
(ø 45 mm, Sterlitech USA # PCTF10047100) som togs ur sin sterila förpackning omedelbart före
användning.
Vattenprovtagning skedde med en bensindriven pump (JULA, artikelnr. 735018) med teoretisk
pumpvolym på 14 m3 h-1 (Fig. 2). För att minimera kontamineringsrisken från
pumputrustningen vid provtagning användes filterhållare i rostfritt stål (Fig. 1A och D), och de
monterades på insugsslangen så att vattnet först passerade filtret innan det flödade genom
slangar och pumphus.
Vid provtagning med 300 µm-filter filtrerades 2 m3 vatten, från flertalet stationer, bara i Lahälla
och Lysekil filtrerades 1 m3. Direkt efter att filterhållaren lyfts ur vattnet och skruvats isär lyftes
filtret försiktigt tillbaka till petriskålen i väntan på analys. Vid varje lokal togs två replikat, d.v.s.
totalt 4 m3 vatten (i Lahälla och Lysekil totalt 2 m3).
Vid provtagning med 10 µm-filter pumpades vattnet tills filtret började sätta igen och flödet
nästan upphörde. Det filtrerade vattnet samlades upp och volymen bestämdes. Den filtrerade
vattenvolymen varierade beroende på mängden naturliga partiklar i vattnet, men uppgick
vanligen till mellan 4 och 10 liter. Från varje lokal togs två replikat. Omedelbart efter
provtagning placerades filtren i PetriSlidesTM (Millipore # PD1504700)(Fig. 1F) som skydd för
kontamination. All provtagning gjordes på 0,5 m djup.
Kontrollprover togs genom att utföra alla moment med fältutrustningen, men bara pumpa rent
kranvatten.
Efter provtagningen torkades filtren i 60°C för att minska lukten av ruttnande organiskt
material. Vid analys under lupp och mikroskop återfuktades de med vatten för att återställa det
provtagna materialets konsistens och morfologi, vilket underlättade detektion av antropogena
partiklar.
8
Figur 1. Filtreringsutrustning. A: Filterhållare för 300 µmfilter i rostfritt stål som monteras på insugsslangen; B:
300 µm-filterhållare under provtagning; C: 300 µm-filter
efter filtrering av 2 m3 vatten; D: filterhållare för10 µmfilter; E: 10 µm-filterhållare med locket avskruvat;
F: 10 µm-filter efter filtrering.
Figur 2. Vattnet pumpas med en bensindriven pump.
Filterhållarna monteras på inslangen för att undvika
kontaminering.
9
Provtagningslokaler
I maj 2011 provtogs 21 lokaler längs svenska kusten, från Lunneviken strax söder om
Idefjorden, till Vårvik utanför Gävle (Fig. 3). Vid samtliga lokaler, utom Hjuvik, togs prover med
300 µm- och 10 µm-filter. Vid Hjuvik togs bara prover med 10 µm-filter.
Provtagning gjordes från bryggor eller hamnpirar, men alltid på ställen med god omblandning
av vattnet. Ingen provtagning gjordes inne i instängda hamnbassänger. Vissa lokaler låg i en
miljö som föreföll vara mindre utsatta för mänsklig påverkan än andra. Eftersom ingen
kartläggning gjordes av potentiella utsläppskällor har vi dock valt att inte fokusera på
relationen mellan den detekterade koncentrationen av mikroskopiskt skräp och lokalernas
geografiska placering i diskussionen.
Figur 3. Karta över provtagningslokalerna. Prover har tagits från land på 0,5 m djup.
Karta från Förändringar under ytan-Monitor 19, publicerad med tillstånd av Claes
Bernes, Naturvårdsverket.
Analys av antropogena partiklar
Analys med lupp och ljusmikroskop
Analys av 300 µm-filtren gjordes under lupp (Wildt MB, 40x förstoring). En första genomgång
av antalet antropogena fibrer och andra partiklar gjordes med filtret i petriskålen med locket på
för att minimera risken att proverna kontaminerades från luften. Därefter togs locket av och de
antropogena fragmenten samlades upp på objektsglas för vidare undersökning i ljusmikroskop
(100x förstoring).
Analys av 10 µm-filtren gjordes med metallurgiskt ljusmikroskop (Olympus BH, 10x PLAN
objektiv utan objektsglaskorrigering), med extra ljuskälla från kalljus med flexibla ljusarmar.
Som en del i analysen av partiklarna växlades ljuskällorna mellan mikroskopets inbyggda ljus
10
som föll in rakt ovanifrån på partiklarna och visade på materialets grad av blankhet, och
kalljuset som föll in från sidan av partiklarna och framhävde deras färg och ytstruktur.
Endast fibrer och partiklar som tydligt avvek i form, färg och struktur från naturliga objekt
räknades. Det innebär bl.a. att i den mån det förekommit transparenta fibrer eller partiklar har
dessa inte inkluderas.
De flesta fibrer kunde med bara hjälp av ljusmikroskop identifieras antingen som plastfibrer
eller naturliga fibrer av antropogent ursprung (t.ex. cellulosa från bomullstyger). Plastfibrer har
en slät yta, är runda i genomskärning och är ofta styva (Fig. 9B), medan naturliga fibrer av
antropogent ursprung, som t.ex. cellulosa från textilier, är platta, har ruggad yta och är mer
sladdriga (Fig. 9C). Vissa fibrer plockades dock ut för analys med FTIR (se nedan).
Svarta partiklar studerades också i ljusmikroskop och karakteriserades på morfologiska
grunder. Jämförelser gjordes med egna insamlade referenspartiklar, bl.a. svarta partiklar i
smältvatten från trafikerade vägar och partiklar i avgaser från en båtmotor, och med relevant
litteratur (t.ex. (Fisher et al., 1978). De undersöktes också med smältpunktsanalys eller löslighet
i organiska lösningsmedel med olika egenskaper; metoder som ger ytterligare information om
partiklarnas ursprung (se nedan).
Analys med FTIR och SEM-EDX
Mer avancerade analyser av vilka ämnen de detekterade fibrerna och partiklarna består av kan
göras med FTIR-spektroskopi eller Scanning Electron Microscope/Energy Dispersive X-Ray
(SEM-EDX) där de spektran som erhålls vid analyserna jämförs med spektran i
referensbibliotek. FTIR fungerar bara för fibrer/partiklar som släpper igenom ljus, alternativt
partiklar som kan mosas sönder eller lösas upp med lösningsmedel och plattas ut till en tunn
film. Metoden kan därför användas för analys av syntetiska och naturliga polymerer, men
utesluter flertalet av de svarta partiklar som återfinns i proverna. Dessa kan istället analyseras
med SEM-EDX. Från den aktuella fältprovtagningen har i dagsläget ett begränsat antal fibrer
med olika utseende analyserats med FTIR, och inga analyser har ännu gjorts med SEM-EDX. Det
finns dock SEM-EDX-data från tidigare undersökningar, men de redovisas inte i denna rapport.
Analys med organiska lösningsmedel och smältpunktsanalys
Relativt enkla analytiska metoder för att få information om de svarta partiklarnas uppbyggnad
och ursprung är att behandla dem med olika lösningsmedel och göra smältpunktsanalys. Ett
litet urval av svarta partiklar, som representerande olika morfologiska varianter, plockades från
10 µm- och 300 µm-filtren och utsattes för följande behandlingar:
• Tillsatts av en droppe (≈1 µl) THF (tetrahydrofuran), organiskt lösningsmedel som löser
upp oljepartiklar.
• Tillsats av en droppe (≈1µl) aceton.
• Tillsats av en droppe (≈1 µl) destillerat vatten.
• Smältpunktsanalys, uppvärmning till 100°C, 150°C eller 200°C. Värmekällan var en
Bosch PHG 630 DCE med elektronisk temperaturreglering och försedd med plant
munstycke. Partiklarnas smältes i en glaskammare (ursprungligen konstruerad för
planktonräkning) för att minska värmeavgången och för att uppnå en homogen
temperatur över hela provet. Partiklarna monterades inne i kammaren på
aluminiumfolie med hjälp av MilliQ-vatten. Glaskammaren gjorde det också möjligt att
göra mikroskopiska observationer av partiklarna genom glaset medan uppvärmningen
pågick. Temperaturen mättes med en IR-termometer.
Partiklarnas respons på behandlingarna studerades under lupp (40 x förstoring).
Syftet med dessa undersökningar var att utveckla låg-tekniska analysmetoder för att bestämma
olika partiklars ursprung.
11
Resultat
Begränsningar i tolkning av resultaten
Antropogena fibrer/partiklar på filtren från de 21 lokalerna har analyserats med ljusmikroskop
och stickprov har gjorts av ett begränsat antal fibrer för analys med FTIR, och för
smältpunktsanalys och analys av löslighet i specifika organiska lösningsmedel.
Den fraktion som var lättast att identifiera som antropogena utifrån en karakteristisk morfologi
var de sfäriska svarta partiklarna (SCP). Sfäriska partiklar från en tidigare fältprovtagning har
analyserats med SEM-EDX, och tolkning av diagrammen visar att det sannolikt rör sig om
flygaska.
Det finns fortfarande en viss osäkerhet i de data som presenteras från fältprovtagningen, men
med detta i beaktande har vi ändå valt att presentera resultaten utifrån förutsättningen att våra
bedömningar av partiklarna varit korrekt.
Resultat från fältprovtagning av mikroskopiskt skräp
Provtagningen visade att koncentrationen av mikroskopiskt skräp i storleken 10-300 µm var
avsevärt högre än koncentrationen i fraktionen ≥300 µm (Fig. 4-8). Vid filtrering med 10 µmfilter var fiberkoncentrationen upp till 4 fibrer per liter (Fig. 6), medan filtrering med 300 µmfiltret fångade upp högst 8 fibrer per kubikmeter (Fig. 4). Antropogena partiklar (ej fibrer)
uppgick vid filtrering med 10 µm-filter till i genomsnitt 32 partiklar per liter (Fig. 7), medan de
högsta koncentrationerna som uppmättes med 300 µm-filtren var 13 partiklar per kubikmeter
(Fig. 5). Koncentrationen av fibrer är alltså 500 gånger högre och koncentrationen partiklar
nästan 2500 gånger högre vid filtrering med 10 µm-filter än med 300 µm-filter.
Koncentrationen av alla antropogena fibrer ≥300 µm varierade mellan 0 och 8 fibrer m-3 på de
20 lokalerna (vid station 6, Hjuvik, togs inga 300 µm-prover). De fibrer vi bedömde vara av plast
var på de flesta lokaler färre än antalet naturliga antropogena fibrer (Fig. 4). Den uppmätta
koncentrationen, 0-2,5 plastfragment m-3, är i samma storleksordning som vad som
rapporterats från Stilla havet. (Moore et al., 2001); 0-2,5 plastobjekt m-3 längs svenska kusten
jämfört med 0,03 och 1 m-2 i planktonprover från norra Stilla havet.
Antalet fibrerna på 10 µm-filtret varierade mellan 0 och 4 fibrer L-1. En preliminär bedömning
är att det huvudsakligen rör sig om naturliga antropogena fibrer (Fig. 6).
Antalet partiklar som inte var fibrer i fraktionen ≥300 µm varierade mellan 0 och 6 per m3 på de
olika lokalerna, Stenungsund undantaget (Fig. 5). Alla dessa partiklar var svarta. Inga
plastpartiklar detekterades i denna fraktion, och heller inga svarta sfäriska partiklar.
I Stenungsundsproverna fanns en hög koncentration, 13 partiklar m-3, av identiska, gulvita,
ovala partiklar, ca 500 x 300 µm stora (Fig. 5, Fig. 9A). Dessa återfanns ingen annanstans, utan
var unika för Stenungsund. FTIR-analys visade att de, åtminstone huvudsakligen, bestod av
kalciumkarbonat och cellulosa . Vi har för närvarande ingen förklaring till deras ursprung.
Koncentrationen av övriga partiklar (inklusive sfäriska partiklar) vid provtagning med 10 µmfilter varierade mellan 0 och 32 L-1 (Fig. 7).
De sfäriska partiklarna, vilka misstänks bestå av flygaska (Fisher et al., 1978; Umbría et al.,
2004), fanns vid alla provtagna lokaler i en koncentration av 1-8 per L (Fig. 8). De utgjorde
därmed 2-20 % av den totala koncentrationen icke-fibrösa partiklar. Högsta koncentrationen
uppmättes i Vårvik (12,5 partiklar L-1), följt av Grötvik vid Halmstad (8 partiklar L-1),
Påskallavik nära Oskarshamn (7 partiklar L-1) och Käftudden söder om Trosa (6,3 partiklar L-1)
Alla sfäriska svarta partiklar som detekterades var mindre än 50 µm i diameter
Det finns ingen tydlig geografisk trend i proverna, men man kan se en tendens till att lokalerna
norr om Göteborg har något lägre koncentration antropogena fibrer än övriga. Vissa lokaler
12
hade höga eller låga koncentrationer av både fibrer och icke-fibrösa partiklar, medan andra
hade höga koncentrationer av en sorts mikroskräp men inte av en annan. I Vårvik, utanför Gävle
fanns t.ex. höga koncentrationerna av alla undersökta kategorier av skräp, fibrer, svarta
partiklar och sfäriska svarta partiklar, medan koncentrationerna var låga vid Lunneviken och
Havstenssund. Andra lokaler hade relativt höga koncentrationer av vissa kategorier och låga av
andra, t.ex. Råå, Pukavik och Tyresö.
Figur 4. Koncentrationen av antropogena fibrer ≥300 µm per kubikmeter havsvatten. Naturliga
polymerer utgörs av t.ex. cellulosa och misstänks komma från textilier. Från varje station
filtrerades 2 -4 m3 vatten. Inga antropogena fibrer detekterades vid Lunneviken och Pukavik.
Fig. 5 Koncentrationen av antropogena partiklar (ej fibrer) ≥300 µm per kubikmeter
havsvatten. Från varje lokal filtrerades 2 -4 m3 vatten.
13
Figur 6. Koncentrationen antropogena fibrer ≥10 µm, både syntetiska och naturliga polymerer,
per liter havsvatten. Vid varje lokal filtrerades mellan 1 och 11,6 L. (n=2)
Figur 7. Koncentrationen av alla misstänkt antropogena partiklar (ej fibrer) ≥10 µm, inklusive
sfäriska svarta partiklar, per liter havsvatten. Även sfäriska svarta partiklar är medräknade. Vid
varje lokal filtrerades 1-11,6 L. (n=2)
14
Figur 8. Koncentrationen av sfäriska svarta partiklar ≥10 µm per liter havsvatten. Vid varje
lokal filtrerades 1-11,6 L. (n=2)
Analyser av enskilda fibrer och partiklar
FTIR-analys av de ljusa, litet porösa partiklar, ca 500 x 300 µm, som bara observerades i
Stenungsundsproverna, visade att de huvudsakligen bestod av kalciumkarbonat och cellulosa.
Ursprunget till partiklarna är helt okänt. Figur 9A visar dels en ljusmikroskopbild på partiklarna
samt det FTIR-spektrum de genererade.
Antropogena fibrer kan oftast identifieras som syntetiska eller naturliga polymerer i
ljusmikroskop genom sina morfologiskt karakteristiska egenskaper. Plastfibrer är ganska styva,
runda i genomskärning och har en något glansig yta, medan cellulosafibrer är platta, mer
vindlande, och mattare i färgen. Resultaten av FTIR-analys av ett antal olika fibrer gav ett stöd
åt de morfologiska iakttagelserna. I figurerna 9B och C är ljusmikroskopbilder på en blå
plastfiber och en röd cellulosafiber tillsammans med FTIR-spektra för respektive fiber.
”Svarta partiklar” är ett samlingsnamn för misstänkt antropogena partiklar från många olika
källor, med olika utseende och olika kemisk sammansättning. I denna studie bygger
identifieringen av partiklarna som ”antropogena” framför allt på morfologiska karaktärer.
Färgen på de antropogena svarta partiklarna är mer intensivt svart än hos naturliga organiska
partiklar, de kan också vara glansiga. Formen kan antingen vara slät (Fig. 10A, D, E och F) eller
oregelbunden (10B och C). Jämförelse med egna referenspartiklar och litteratur (Fisher et al.,
1978; Stoffyn-Egli et al., 1997) visar att en stor del av partiklarna sannolikt utgörs av vägdamm
och förbränningsrester.
Arbetet med att utveckla nya enkla analysmetoder för identifiering av mikropartiklar i
allmänhet, och de svarta partiklarna i synnerhet, pågår fortfarande. En mer utförlig beskrivning
av dessa resultat kommer att presenteras i en separat rapport. I det urval av partiklar som
undersökts med avseende på löslighet i organiska lösningsmedel och smältpunktsanalys, har vi
kunnat identifiera t.ex. oljepartiklar genom att de löstes upp i THF. Genom att göra en
15
återkoppling mellan lösningmedelsanalysen och den aktuella partikelns morfologi arbetar den
som analyserar proverna upp en förmåga att kunna identifiera denna typ av svarta partiklar
enbart med hjälp av mikroskop.
Figur 9. Mikroskopbilder och FTIR-spektrum av partiklar och fibrer från
vattenprovtagning med 300 µm filter. A: Vit partikel av cellulosa och kalciumkarbonat
från Stenungsunds-lokalen; B: Blå polyamidfiber från Lysekilslokalen; C: Röd
cellulosafiber från Grisslehamnslokalen.
16
Fig. 10 Mikroskopbilder av misstänkt antropogena svarta partiklar . A-E : Partiklar
från vattenprover filtrerade med 300 µm filter. F: Partikel från vattenprov filtrerat
med 10 µm-filter.
Diskussion
Innan man kan inkludera kvantifiering av mikroskräp i marina övervakningsprogram är det
viktigt att man definierar vilken storleksfraktion som ska omfattas av ett sådant begrepp. Det
framgår tydligt av resultaten från denna studie, där det visade sig att man med ett 10 µm filter
fick upp till 2500 gånger högre koncentration av partiklar, och även fångade upp helt annat
material, än med ett 300 µm-filter. Den stora skillnaden i koncentration kunde framför allt
tillskrivas de antropogena svarta partiklarna, vilka i princip uteslutande var mindre än 50 µm.
Dessa partiklar härstammar från bl.a. vägslitage och förbränningsprocesser och är därför
viktiga att kvantifiera.
Eftersom 10 µm är en ungefärlig gräns för vad som är möjligt att analysera med ett vanligt
ljusmikroskop, och ljusmikroskop är en enkel och billig analysmetod, skulle detta kunna vara en
lämplig nedre storleksgräns för ”mikroskräp”.
Problemet är dock att ju finmaskigare filter som används, desto mer komplex, tidskrävande och
ekonomiskt kostsam blir fältprovtagningen. Med den enkla pumpmetod som använts i denna
studie, en bensindriven vattenpump, kunde man genom 300 µm-filtren filtrera två kubikmeter
vatten utan att flödeshastigheten minskade. 10 µm-filtren satte däremot igen efter redan högst
ett tiotal liter. Med bara ett 10 µm-filter hade man alltså riskerat att missa antropogena
partiklar som förekommer i låga, men ur ett miljöperspektiv ändå problematiska,
17
koncentrationer, som t.ex. plastfibrerna i denna studie vilka fanns i koncentrationer på högst 3
fibrer m-3. För att kunna pumpa större vattenvolymer genom 10 µm skulle krävas en betydligt
mer avancerad pumputrustning och längre pumptid, bägge delar kan vara en nackdel om man
vill passa in provtagningsmetoden i befintliga miljöövervakningsprogram.
När det gäller vilken typ av partiklar man ska analysera har EU i sitt marina direktiv lyft fram
mikroskopiska plastpartiklar som en särskilt problematisk fraktion. Sannolikt beror det på att
den kunskap som i dagsläget finns om mikroskopiskt skräp främst baseras på de
uppmärksammade undersökningar som gjorts på material insamlat med planktonhåvar där
maskstorleken är 300 eller 330 µm (t.ex. (Thompson et al., 2004). Svarta antropogena partiklar
som fått mycket uppmärksamhet när det gäller luftföroreningar och marin ekotoxikologisk
forskning (Broman et al., 1990; Wik och Renberg, 1996), är för små för att fångas upp i dessa
planktonhåvar, och har i princip inte uppmärksammats alls i den miljöpolitiska diskussionen
om marint skräp.
Förutom plastfibrer finns det även en annan typ av antropogena fibrer i havet som vi valt att
analysera, de ”naturliga” fibrerna som t.ex. cellulosa. I fraktionen 300 µm var koncentrationen
av dessa ungefär dubbelt så hög som av plastfibrer, och på 10 µm-filtren var de helt
dominerande. Detta är en kategori skräp som knappast uppmärksammats tidigare men som vi
valt att ta med, för även om de cellulosafibrer man finner i havet inte syntetiserats av
människan kan man utgå från att det är genom människans aktiviteter som de hamnat där. En
viktig källa skulle t.ex. kunna vara vatten från tvättmaskiner. Med de enorma mängder kläder
som tvättas kan man förvänta sig att stora mängder fibrer slits loss vid den omilda
behandlingen i en tvättmaskin. Om fibrerna inte fastläggs då avloppsvattnet passerar
reningsverken kommer de att hamna i recipienten. Cellulosafibrer har en betydligt kortare
livslängd än plastfibrer men kombinationen av att de trots allt är relativt motståndskraftiga mot
nedbrytning och att de tillförs i höga koncentrationer gör dem ändå till ett potentiellt
miljöproblem. Det kan inte uteslutas att även cellulosafibrerna kan ställa till problem för marina
organismer t.ex. genom att fastna i respiratoriska vävnader eller tarmepitel. Att
cellulosafibrerna tas upp av marina organismer har visats i en fältstudie där fekalier från fem
arter av sedimentlevande evertebrater innehöll klart färgade cellulosafibrer (Johansson, 2011).
Att skilja mellan plastfibrer och cellulosafibrer, och mellan naturliga och antropogena svarta
partiklar, kan i viss utsträckning göras utifrån morfologiska karaktärer med hjälp av
ljusmikroskop. Om man inte har en god kunskap om partiklars morfologi krävs dock mer
avancerade analyser. Partiklar som släpper igenom ljus, alternativt partiklar som kan mosas
sönder eller lösas upp med lösningsmedel och plattas ut till en tunn film kan analyseras med
FTIR-spektrometri. Andra partiklar kan t.ex. analyseras med SEM-EDX. Identiteten av enskilda
partiklar kan också bestämmas om de t.ex. har en känd smältpunkt eller om att de består av ett
material som är lösligt i något specifikt lösningsmedel.
Om man vill inkludera analyser av mikroskräp i befintliga övervakningsprogram är det en
fördel om så mycket som möjligt av analyserna av partiklarna kan ske med ljusmikroskop. Att
identifiera olika fibrer och partiklar enbart utifrån deras morfologi ställer dock höga krav på
den som analyserar. Det skulle därför vara en god hjälp för övervakningsarbetet om man tog
fram en bestämningsnyckel där vanligen förekommande antropogena fibrerna och partiklar
fanns med. Nyckeln skulle innehålla en morfologisk beskrivning av varje fiber/partikel, foto från
ljusmikroskop, foto från SEM samt FTIR/SEM-EDC-spektra.
Resultat från fältstudien visade att koncentrationen antropogena fibrer och partiklar ligger i
ungefär samma storleksordning vid alla de undersökta lokalerna längs kusten. Det finns en
tendens till lägre koncentrationer norr om Göteborg, men den är inte statistiskt belagd.
18
Koncentrationen av plastfibrer i fraktionen ≥ 300 µm var jämförbara med vad som rapporterats
i tidigare studier (Moore et al., 2001); 0-2,5 plastobjekt m-3 längs svenska kusten jämfört med
0,03 och 1 m-2 i planktonprover från norra Stilla havet.
Den geografiska skillnad i koncentrationen av marint mikroskräp beror både på egenskaper hos
de enskilda partiklarna och på omvärldsfaktorer som t.ex. utsläppskällor, vind, strömmar och
salthalt. Denna studie inkluderar visserligen ett stort antal lokaler med stor geografisk
spridning, men eftersom provtagning bara skett vid ett tillfälle bör man vara försiktig vid
tolkningen av resultat från enskilda stationer. Om analys av marint mikroskopiskt skräp
infogades i befintliga miljöövervakningsprogram skulle det däremot kunna ge en bild både av
geografiska skillnader och av tidstrender. Det skulle då också vara möjligt att spåra viktiga
källor till marin nerskräpning, och även ge möjlighet att följa upp effekter av eventuella
åtgärder.
Rekommendationer inför framtiden
•
Man bör komma överens om en övre och en nedre storleksgräns som definierar
”mikroskräp”, så att data från olika provtagningar blir jämförbara. Denna gränsdragning
måste kunna omprövas, t.ex. om ekotoxikologisk forskning skulle visa att något större
eller mindre partiklar är av särskilt intresse.
•
För att detektera mikroplaster i havet krävs att man filtrerar några kubikmeter vatten,
vilket sätter en gräns för hur finmaskigt filter som kan användas. Om man vill inkludera
övervakning av svarta antropogena partiklarna måste maskstorleken vara 10 µm eller
högst 20 µm. De två önskemålen kan bara förenas om man på varje lokal provtar med
två olika filter. I denna studie användes ett 300 µm- och ett 10 µm-filter, men det bör
göras ytterligare studier av hur finmaskigt det grövre filtret kan vara för att man
fortfarande ska kunna filtrera en acceptabelt stor vattenvolym.
•
En nyckel över vanligt förekommande mikroskräp bör tas fram. Nyckeln ska innehålla
en morfologisk beskrivning av vanligt förekommande typer av fibrer och partiklar, en
ljusmikroskopbild, en SEM-bild och ett FTIR/SEM-EDX-spektrum.
Målet är att man i ett övervakningsprogram med hjälp av nyckeln ska kunna analysera
merparten av partiklarna med vanligt ljusmikroskop.
•
När det gäller tidpunkt för provtagning inom ett övervakningsprogram föreslår vi minst
en provtagning per år, och då förlagd till slutet av våren. Detta för att
a) fånga upp vårflodens påverkan med högre halter dagvatten och partiklar från
snömassor, och b) provta vid en tid då planktonfloran generellt domineras av mindre
arter, d.v.s. efter vårblomningarna av kiselalger men innan sommarens tillväxt av
kolonibildande cyanobakterier.
19
Provtagning i Vik med Stenshuvud i bakgrunden
Tack
Ett stort tack riktas till dr. Kenneth Möller på Sveriges Tekniska Forskningsinstitut (SP) för hjälp
med FTIR-analyser.
Tack till Claes Bernes, Naturvårdsverket, som gett sitt tillstånd att använda kartan över Sverige
(Fig. 3).
Referenser
Andrady A.L., Hamid S.H., Hu X. & Torikai A. 1998. Effects of increased solar ultraviolet radiation
on materials. Journal of Photochemistry and Photobiology B: Biology 46:96-103.
Arthur C., Baker J. & Bamford H. 2009. Proceedings of International Research Workshop on the
occurrence, effects, and fate of microplastic marine debris. NOAA Technical
Memorandum pNOS-OR&R-30.
Arthur C., Baker J. & Bamford H. Proceedings of International Research Workshop on the
occurrence, effects, and fate of microplastic marine debris
Bian B. & Zhu W. 2009. Particle size distribution and pollutants in road-deposited sediments in
diVerent areas of Zhenjiang, China. Environmental Geochemical Health 31:511-520.
Broman D., Näf C., Wik M. & Renberg I. 1990. The importance of spheroidal carbonaceous
particles (SPCs) for the distribution of particulate polycyclic aromatic hydrocarbons
(PAHs) in an estuarine-like urban coastal water area. Chemosphere 21:69-77.
Browne M.A., Dissanayake A., Galloway T.S., Lowe D.M. & Thompson R.C. 2008. Ingested
microscopic plastic translocates to the circulatory system of the mussel Mytilus edulis
(L.). Environmental Science and Technology 42:5026-5031.
Browne M.A., Galloway T. & Thompson R. 2007. Microplastic-an emerging contaminant of
potential concern? Integrated Environmental Assessment and Management 3:559-566.
Browne M.A., Galloway T.S. & Thompson R.C. 2010. Spatial patterns of plastic debris along
estuarine shorelines. Environmental Science and Technology 44:3404-3409.
Camatini M., Crosta G.F., Dolukhanyan T., Sung C., Giuliani G., Corbetta G.M., Cencetti S. &
Regazzoni C. 2001. Microcharacterization and identification of tire debris in
heterogeneous laboratory and environmental specimens. Materials Characterization
46:271-283.
Carpenter E.J., Anderson S.J., Harvey G.R., Miklas H.P. & Peck B.B. 1972. Polystyrene spherules in
coastal waters. Science 178:749-750.
20
Colton J.B.J., Knapp F.D. & Burns B.R. 1974. Plastic particles in surface waters of the
northwestern Atlantic. Science 185:491-497.
Endo S., Takizawa R., Okuda K., Takada H., Chiba K., Kanehiro H., Ogi H., Yamashita R. & Date T.
2005. Concentration of polychlorinated biphenyls (PCBs) in beached resin pellets:
Variability among individual particles and regional differences. Marine Pollution
Bulletin 50:1103-1114.
Eriksson C. & Burton H. 2003. Origins and biological accumulation of small plastic particles in
fur seals from Macquarie Island. Ambio 32:380-384.
Fisher G.L., Prentice B.A., Silberman D., Ondov J.M., Biermann A.H., Ragaini R.C. & McFarland A.R.
1978. Physical and morphological studies of size-classified coal fly ash. Environmental
Science and Technology 12:447-451.
GESAMP. Proceedings of the GESAMP International Workshop on plastic particles as a vector in
transporting persistent, bioaccumulating and toxic substances in the oceans. Bowmer
T.& Kershaw P.J.editors| Series Title|, Date; Year of Conference|; Conference Location|.
Publisher|.
Graham E.R. & Thompson J.T. 2009. Deposit- and suspension-feeding sea cucumbers
(Echinodermata) ingest plastic fragments. Journal of Experimental Marine Biology and
Ecology 368:22-29.
Hallberg M. 2006. Suspended solids and metals in highway runoff - implications for treatment
systems [LIC thesis]: Kungliga Tekniska Högskolan.
Johansson A. 2011. Mikroskopiska antropogena partiklar i marina sediment [Master thesis]:
Göteborgs universitet. 37 p.
Kreider M.L., Panko J.M., McAtee B.L., Sweet L.I. & Finley B.L. 2010. Physical and chemical
characterization of tire-related particles: Comparison of particles generated using
different methodologies. Science of the Total Environment 408:652-659.
Mallory M.L., Roberston G.J. & Moenting A. 2006. Marine plastic debris in northern fulmars from
Davis Strait, Nunavut, Canada. Marine Pollution Bulletin 52:800-815.
Mato Y., Isobe T., Takada H., Kanehiro H., Ohtake C. & Kaminuma T. 2001. Plastic resin pellets as
a transport medium for toxic chemicals in the marine environment. Environmental
Science and Technology 35:318-324.
Moore C.J., Lattin G.L. & Zellers A.F. 2005. A brief analysis of organic pollutants sorbed to pre
and post-production plastic particles from the Los Angeles and San Gabriel River
Watersheds. The Plastic Debris Rivers to Sea Conference. California.
Moore C.J., Moore S.L., Leecaster M.K. & Weisberg S.B. 2001. A comparison of plastic and
plankton in the north Pacific Central Gyre. Marine Pollution Bulletin 42:1297-1300.
Ng K.L. & Obbard J.P. 2006. Prevalence of microplastics in Singapore's coastal marine
environment. Marine Pollution Bulletin 52:761-767.
Norén F. 2007. Mikroskopiska plastpartiklar i svenska vatten. (KIMO) K.i.m. Rapport för
Kustkommuner i miljösamverkan (KIMO).
Omstedt G., Andersson S., Bennet C., Bergström R., Gidhagen L., Johansson C. & Persson K. 2010.
Kartläggning av partiklar i Sverige - halter, källbidrag och kunskapsluckor. SMHI.
Meteorologi Nr 144.
Persson N.J., Gustafsson O., Bucheli T.D., Ishaq R., Næs K. & Broman D. 2002. Soot-carbon
influenced distribution of PCDD/Fs in the marine environment of the Grenlandsfjords.
Norway. Environmental Science and Technology 36:4968-4974.
Shah A.A., Hasan F., Hameed A. & Ahmed S. 2008. Biological degradation of plastics: A
comprehensive review. Biotechnology Advances 26:246-265.
21
Stoffyn-Egli P., Potter T.M., Leonard J.D. & Pocklington R. 1997. The identification of black
carbon particles with the analytical scanning electron microscope: methods and initial
results. The Science of the Total Environment 198:211-223.
Teuten E.L., Rowland S.J., Galloway T.S. & Thompson R.C. 2007. Potential for plastics to
transport hydrophobic contaminants. Environmental Science and Technology 41.
Thompson R.C., Moore C.J., vom Saal F.S. & Swan S.H. 2009. Plastics, the environment and human
health: current consensus and future trends. Philosophical Transactions of the Royal
Society B 364:2153-2166.
Thompson R.C., Olsen Y., Mitchell R.P., Davis A., Rowland S.J., John A.W.G., McGonigle D. & Russell
A.E. 2004. Lost at sea: Where is all the plastic? Science 304:838.
Umbría A., Galán M., Munoz M.J. & Martín R. 2004. Characterization of atmospheric particles:
analysis of particles in the Campo de Gibraltar. Atmósfera 17:191-206.
Wik A. & Dave G. 2009. Occurrence and effects of tire wear particles in the environment – A
critical review and an initial risk assessment. Environmental Pollution 157:1-11.
Wik M. & Renberg I. 1996. Environmental records of carbonaceous fly-ash particles from fossilfuel combustion. A summary. Journal of Paleolimnology 15:193-206.
Voparil I.M., Burgess R.M., Mayer L.M., Tien R., Cantwell M.G. & Ryba S.A. 2004. Digestive
bioavailability to a deposit feeder (Arenicola marina) of polycyclic aromatic
hydrocarbons associated with anthropogenic particles. Environmental Toxicology and
Chemistry 23:2618-2626.
Zanders J.M. 2005. Road sediment: characterization and implications for the performance of
vegetated strips for treating road run-off. Science of the Total Environment 339:41-47.
22
