Erhebliche Verschüttung terrestrischer Mikroplastik im Drei-Schluchten-Reservoir, China

Communications Earth & Environment Band 4, Artikelnummer: 32 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Wasserkraftwerke beeinträchtigen den Transport von Mikroplastik von Flüssen ins Meer. Der Jangtsekiang ist eine große Quelle von Kunststoffen für das Meer. Hier berichten wir über Mikroplastikkonzentrationen und -zusammensetzungen in verschiedenen Größenfraktionen für Sedimentproben, die 2008, 2015, 2019 und 2020 im Ober- und Unterlauf des Drei-Schluchten-Damms gesammelt wurden. Wir stellen einen allmählichen Anstieg der Mikroplastikhäufigkeit im Laufe der Zeit fest Bevorzugte Rückhaltung von Mikroplastik kleiner Größe (<300 μm) in den Sedimenten des Staudammreservoirs. Kleines Mikroplastik machte zwischen etwa 44 und 90 % des identifizierten Mikroplastiks und 82 % aller Polyethylenpartikel aus, die den vorherrschenden Polymertyp darstellten. Unsere Schätzung der gesamten Plastikmassenbelastung in Reservoirsedimenten legt nahe, dass der Drei-Schluchten-Staudamm bis zu 8048 ± 7494 Tonnen Mikroplastik pro Jahr in Sedimenten zurückhält, was 47 ± 44 % des Mikroplastikflusses des Jangtse-Flusses in den Ozean entspricht.

Wir leben derzeit im „Plastikzeitalter“ mit der allgegenwärtigen Präsenz von Mikroplastik auf der Erde1,2,3,4,5. Die Meeresumwelt ist aufgrund ihrer hohen Mikroplastikbelastung besonders besorgniserregend6,7,8, wobei der weltweite Kunststoffeintrag in die Ozeane auf etwa 10 Millionen Tonnen pro Jahr geschätzt wird8,9. Der terrestrische Eintrag ist die Hauptquelle für marines Mikroplastik10 und macht zwischen 64 und 90 % des gesamten Kunststoffeintrags in die Ozeane aus8,11,12. Weltweit wurden umfangreiche Staudämme für die Wasserkrafterzeugung, den Hochwasserschutz und die Schifffahrt gebaut, was zur Fragmentierung frei fließender globaler Flusssysteme führte13,14. Stauseen, die sich stromaufwärts der Dämme bilden, verringern die Fließgeschwindigkeit, verlängern die hydraulische Verweilzeit, fangen jährlich steigende Sedimentmengen ein und verändern in der Folge die Spuren von Schadstoffen15,16. Die Anreicherung von Mikroplastik im Oberflächenwasser von Stauseen in der Nähe von Staudämmen17 bestätigt die dringende Notwendigkeit, die Auswirkungen des Staudammbaus auf das Massenungleichgewicht zwischen Plastikmüll, der in den Ozean gelangt, und dem im Ozean beobachteten Müll zu bestimmen1. Die Verlagerung von Mikroplastik in Sedimenten ist eine große Plastiksenke in Meeres- und Landumgebungen5,18,19. Es ist bekannt, dass Staudämme die Anreicherung von organischen Schadstoffen20, Schwermetallen15, Stickstoff und Phosphor21 verstärken. Allerdings ist die Wirkung von Staudämmen auf sedimentäres Mikroplastik weitgehend unbekannt.

Bisher gibt es nur wenige Untersuchungen zur Mikroplastikbelastung in Stauseen19,22,23,24,25,26,27. Nur 35 von 183 bestehenden Veröffentlichungen zum Thema Süßwasser-Mikroplastik berichteten bis August 2021 über eine Mikroplastik-Kontamination in der Stauseeregion25,26. Darüber hinaus sind die Größen und Polymerkategorien von Mikroplastik in den meisten früheren Studien nicht genau eingegrenzt. Es bestehen erhebliche Unsicherheiten bei der Beurteilung der Belastung durch Mikroplastik durch Staudammabschnitte, und eine Erklärung für das globale Massenungleichgewicht von Mikroplastik ist unzureichend. Dies kann teilweise auf die Vernachlässigung von Mikroplastik kleiner Größe, die geringen Probengrößen und die fehlende enge Integration zwischen Größen und Polymertypen zurückzuführen sein. Eine frühere Aufzeichnung hat die bevorzugte Anreicherung von kleinem Mikroplastik (hier definiert als <300 μm28,29,30,31) in Flusssedimenten28 berichtet. Daher deuten die wachsenden Mikroplastikvorräte in den Sedimenten von Stauseen darauf hin, dass Staudämme selektiv große Mengen kleiner Mikroplastikpartikel einfangen können.

Der Jangtsekiang ist der drittgrößte Fluss der Welt und der weltweit größte Eintrag von ozeanischem Mikroplastik10. Der Drei-Schluchten-Staudamm (TGD) in Yichang am Jangtsekiang ist das größte Wasserkraftprojekt der Welt. Die Mikroplastik-Kontaminationsdaten des Three Gorges Reservoirs (TGR) von der ersten Betriebsphase bis zur stabilen Betriebsphase sind sehr wertvoll und wurden noch nicht gemeldet. Hier haben wir in den Jahren 2008, 2015, 2019 und 2020 vier Probenahmekampagnen durchgeführt, um die Ansammlungspräferenz und Reorganisationsmuster von Mikroplastik während verschiedener Wasserspeicherungsstadien zu bestimmen (ergänzende Abbildung 1). Im Juli und August 2020 kam es aus dem TGD zu einer einzugsgebietsweiten Überschwemmung mit fünf Hochwasserspitzen. Um die hochwasserbedingte Mikroplastik-Spülung und -Reorganisation zu untersuchen, haben wir die Mikroplastik-Kontamination über alle Größen und Polymerkategorien in den Jahren 2019 und 202012 verglichen. Anschließend haben wir die Gesamtmassenbelastung des gesamten Mikroplastiks im TGR geschätzt. Basierend auf diesen Ergebnissen liefert unsere Studie neue Erkenntnisse über die wichtige Rolle von Staudämmen bei der Regulierung des Mikroplastikflusses in den Ozean. Für die Mikroplastik-Erhebung sind unsere Daten über einen Zeitraum von 12 Jahren von entscheidender Bedeutung.

Im Jahr 2020 war Mikroplastik an allen 23 Probenahmestellen weit verbreitet und insgesamt wurden 2275 Mikroplastikpartikel geborgen (Ergänzungstabelle 1). Bei den erhaltenen Polymeren handelte es sich hauptsächlich um Polyethylen (PE), Polypropylen (PP) und Zellulose mit Mindestdurchmessern zwischen 30 und 3330 μm. Die Mikroplastikkonzentrationen an verschiedenen Standorten lagen zwischen 1031 und 63.081 Stück kg−1.

In verschiedenen Flussabschnitten innerhalb des TGR wurde eine große räumliche Heterogenität beobachtet (Abb. 1). Insbesondere war im unteren Bereich eine viel geringere Mikroplastikkonzentration (17.172 ± 8604 Artikel kg−1) zu verzeichnen als im oberen (24.731 ± 7128 Artikel kg−1) und mittleren (28.697 ± 21.052 Artikel kg−1) Bereich des TGR. Dies kann durch eine Vielzahl von Faktoren erklärt werden, darunter die Beeinträchtigung durch menschliche Aktivitäten, die Veränderungen der hydrologischen Bedingungen, die Verschmutzung durch landwirtschaftliche Aktivitäten und den Zustrom von Mikroplastikverschmutzung aus Wasser, Sedimenten und Uferböden22,27. Interessanterweise nahmen die Mikroplastikkonzentrationen mit abnehmender Entfernung vom Damm im Unterlauf in TGR zu (Abb. 1). Dies ist verständlich, da der TGD den Austrag von Mikroplastik blockiert und den Wasserfluss im TGR verlangsamt, insbesondere für die Standorte in der Nähe des Staudamms. Die verlangsamte Strömungsgeschwindigkeit begünstigt die Ablagerung von Mikroplastik in der Wassersäule in der Nähe des Damms und die Anhäufung von sedimentärem Mikroplastik5,32.

Die Mikroplastikkonzentrationen der Fraktionen 100–300 und 300–5000 μm sind in der Hauptabbildung dargestellt. Die Lage des Staudamms und die Aufteilung in Ober- und Unterlauf sowie Ober-, Mittel- und Unterlauf sind markiert. Der Einschub zeigt die Größenverteilung basierend auf den gesamten identifizierten Mikroplastikpartikeln in den vor- und nachgelagerten Regionen des TGD im Jahr 2020.

Durch den Vergleich der Mikroplastikkonzentrationen in Sedimenten, die 2020 stromaufwärts und stromabwärts des Staudamms gesammelt wurden, stellten wir fest, dass massive Mikroplastikmengen im Reservoirbett eingeschlossen waren (Abb. 1). Die durchschnittliche Häufigkeit von Mikroplastik in den Sedimenten stromaufwärts des TGD betrug 23.018 ± 14.268 Einheiten kg−1 (n = 1972) und war damit mehr als zwölfmal höher als in der flussabwärts gelegenen Region (1855 ± 765 Einheiten kg−1, n = 303) (p < 0,01). Dies steht im Einklang mit einer aktuellen Studie, die über eine umfangreiche Ansammlung von Mikroplastik im Sediment hinter Dämmen berichtete16. Darüber hinaus machten die kleinen Fraktionen 75,7 % bzw. 55,2 % des gesamten Mikroplastiks in den flussaufwärts bzw. flussabwärts gelegenen Sedimenten aus. Dies deutet darauf hin, dass die TGR-Sedimente als bedeutende Zwischensenke für Mikroplastik fungieren und selektiv größere Anteile kleinerer Fraktionen einfangen. Dies ist verständlich, da durch den Dammbau in der Stauseeregion eine seeartige Umgebung entstanden ist, die die hydrodynamischen Verhältnisse verändert und somit den Transport von Flussmikroplastik in den Ozean beeinflusst. Die höhere Mikroplastikkonzentration wurde auf die Einschlüsse des Damms zurückgeführt, was sich aus der höheren Mikroplastikkonzentration im Oberflächenwasser im Oberlauf17,33 sowie aus dem Zufluss von Mikroplastik aus nicht punktuellen Quellen in das Stauseebecken ergibt27. Der Damm verlangsamt den Wasserfluss und erleichtert die Ablagerung von Mikroplastik im Reservoirbett5,32. Darüber hinaus begünstigt die kalkreiche und algenreiche Umgebung im Stausee auch die Ablagerung von Mikroplastik, insbesondere bei den Kleinen32. Andere Prozesse, die für die höhere Konzentration von kleinem Mikroplastik in derselben Sedimentmatrix verantwortlich sind, einschließlich Fragmentierung und Ablagerung34, verdienen weitere Untersuchungen. Unabhängig von den kleinen Fraktionen betrugen die verbleibenden Mikroplastikkonzentrationen der Fraktion mit einer Größe von >300 μm im Oberlauf nur das 5,7-fache der Konzentrationen der Unterläufe. Daher würde die Vernachlässigung von kleinteiligem Mikroplastik zu einer groben Unterschätzung der Mikroplastikkontamination führen.

Wir beobachteten einen signifikanten Unterschied in der Mikroplastik-Größenverteilung zwischen den stromaufwärts und stromabwärts gelegenen Sedimenten (Ergänzungstabelle 2). Die Spitzengrößenverteilung trat in der Größenfraktion 100–300 μm auf, gefolgt von den Größenfraktionen 300–1000, 10–100 und 1000–5000 μm in den stromaufwärts gelegenen Sedimenten und den Größenfraktionen 300–1000, 1000–5000 und 10–100 μm Größenfraktionen in den stromabwärts gelegenen Sedimenten. Unter den kleinen Fraktionen trugen sowohl die Fraktionen mit einer Größe von 10–100 als auch 100–300 μm einen höheren Anteil an den vorgelagerten Mikroplastiken bei (17,1 und 58,6 %) als die nachgelagerten Mikroplastiken (5,5 und 49,6 %), mit höheren Mengen der 10 Fraktion mit einer Größe von −100 μm, die selektiv hinter dem Damm eingefangen wird. Obwohl die Fraktion mit der Größe 10–100 μm in der kleineren Fraktion weniger häufig vorkommt, neigt sie eher dazu, vom Damm eingeschlossen zu werden, als die vorherrschende Fraktion mit der Größe 100–300 μm.

Die Polymerzusammensetzung der kleinen Fraktion im Reservoirbett unterschied sich von der in stromabwärts gelegenen Sedimenten (Ergänzungstabelle 2). In der Reihenfolge absteigender Häufigkeit bestanden die stromaufwärts gelegenen Polymere <300 μm hauptsächlich aus PE (80,5 %), PP (12,3 %), Zellulose (5,2 %) und Polyethylenterephthalat (PET) (0,5 %), während die stromabwärts gelegenen kleinen Polymere Die Größe des Mikroplastiks bestand aus PE (54,7 %), Zellulose (21,5 %), PP (18,2 %) und PET (2,8 %). Eine große Menge kleinteiliges PE wurde im Reservoirbett zurückgehalten, während kleinteilige Zellulose, PP und PET freigesetzt wurden. Somit spielten kleinteilige PE eine vorherrschende Rolle beim selektiven Einschluss kleiner Fraktionen durch den Damm.

Um weiter zu ermitteln, ob die Reservoirsedimente eine wichtige Senke für kleinteiliges Mikroplastik darstellen, haben wir im Jahr 2008 intensive, systematische, kohärente und wiederholte Untersuchungen zur Häufigkeit und Verteilung von Mikroplastik in der riesigen und weitläufigen Reservoirregion während verschiedener Wasserspeicherungsstadien durchgeführt , 2015, 2019 und 2020. An allen Probenahmestellen wurde Mikroplastik nachgewiesen, und während der vier Probenahmekampagnen wurden vor dem TGD insgesamt 8581 Mikroplastikpartikel entnommen (Ergänzungstabelle 1). Die Mikroplastikkonzentration im Reservoirsediment nahm jedes Jahr stetig zu (von 3785 ± 3558 Einheiten kg−1 im Jahr 2008 auf 23.018 ± 14.268 Einheiten kg−1 im Jahr 2020), was das Reservoirbett als wachsende Mikroplastiksenke manifestierte (Abb. 2a). Darüber hinaus wurde möglicherweise der stärkste Anstieg der Mikroplastikhäufigkeit zwischen 2019 und 2020 auf die Überschwemmungen zurückgeführt. Frühere Aufzeichnungen haben gezeigt, dass Flussüberschwemmungen eine Schlüsselrolle bei der Ausschwemmung von Mikroplastik aus Küstengebieten und Flusseinzugsgebieten spielen12,35,36,37,38. Ebenso hätte eine Überschwemmung zwangsläufig Auswirkungen auf das Vorkommen und den Verbleib von Mikroplastik in der Stauseeregion. Im Juli und August 2020 kam es aus dem TGD zu einer einzugsgebietsweiten Überschwemmung mit fünf Hochwasserspitzen. Überschwemmung Nr. 5 hatte am 17. August einen Spitzenabfluss von 75.000 m3 s−1 und war die größte Überschwemmung seit 1981. Anstatt Mikroplastikpartikel in den Reservoirsedimenten effizient auszuspülen, verstärkte die extreme Überschwemmung die Ansammlung von Mikroplastik hinter dem Damm erheblich (ca 1,7-fach höher im Jahr 2020 als im Jahr 2019, n = 3059) (Abb. 2a). Die erhöhte Mikroplastikkonzentration in einem Jahr (von 2019 bis 2020: 9843 Stück kg−1) hatte sogar den dekadischen Anstieg (von 2008 bis 2019: 9390 Stück kg−1) übertroffen. Es gibt viele Faktoren, darunter die lokale Lebensweise und Wirtschaft, Abfallentsorgung, Überschwemmungen usw., die zu diesem Phänomen beitragen können, wobei die Auswirkungen von Überschwemmungen nicht zu vernachlässigen sind. Die erhöhte Scheuerkraft und der hohe Wasserstand aufgrund des Überschwemmungsereignisses können dazu führen, dass große Mengen an Mikroplastik sowohl aus dem Oberlauf als auch aus der Schwankungszone des Umgebungswasserspiegels in das Reservoirbett gespült werden12,27,39. Die Anreicherung von Mikroplastik kann auch auf den verstärkten Abwärtstransport von Mikroplastik durch eine intensive hydraulische Störung im Reservoirbett zurückgeführt werden5. Obwohl Überschwemmungsstörungen zunächst zu einer endogenen Freisetzung sedimentärer Mikroplastik führen, blockiert der Damm den Transport von Mikroplastik im Wasser zusätzlich17, was deren Vermischung, Absinken und vertikalen Transport verstärkt5.

a Häufigkeit und Polymerzusammensetzung von sedimentärem Mikroplastik in den Jahren 2008, 2015, 2019 und 2020. b Die Größenverteilung von Mikroplastik in verschiedenen Probenahmejahren. Insgesamt wurden jedes Jahr 1804, 3718, 1087 und 1972 Partikel identifiziert, untersucht und sorgfältig aufgezeichnet (Ergänzungstabelle 1). Kästchen zeigen das 25. und 75. Perzentil und Fehlerbalken stellen das 95. Perzentil dar. Schwarze Quadrate und horizontale Linien stellen die arithmetischen Mittelwerte bzw. Mediane dar.

Laut unserem Datensatz von 2008 bis 2020 behielt die größenbezogene Häufigkeit von Mikroplastik im Reservoirbett die absteigende Reihenfolge von 100–300 > 10–100 > 300–1000 > 1000–5000 μm bei (Abb. 2b). Die kleinteilige Fraktion war am vorherrschendsten und machte 55,1–78,1 % der geborgenen Plastikabfälle aus. Das Vorherrschen kleiner Fraktionen in verschiedenen Wasserspeicherstadien legt nahe, dass es sich bei der Einlagerung von Mikroplastik in Sedimenten um einen größenselektiven Prozess handelt. Prozesse, die die Mikroplastikdichte erhöhen, wie z. B. die Besiedlung von Biofilmen5,40,41,42, hochdichte Materialbindungen (z. B. suspendierte Sedimente43, natürliche organische Stoffe44 und extrazelluläre Polymersubstanzen45) und Aggregatbildung46, treten eher bei kleineren Partikeln mit höherer Dichte auf spezifische Oberflächen47,48,49 und scheinen eine Erklärung für die bevorzugte Ansammlung von kleinem Mikroplastik in Sedimenten zu sein. Im Vergleich zur Meeresumwelt können solche Prozesse in Süßwassersystemen aufgrund der geringeren Wasserdichte von ~1 g∙cm−3 häufiger auftreten, was die Ablagerung von Mikroplastik aus der Wassersäule begünstigt50. Darüber hinaus können die verringerte Fließgeschwindigkeit und die längere hydraulische Verweilzeit in Reservoirs die homogene und heterogene Aggregation von Mikroplastik fördern und deren vertikalen Transport erleichtern5,32, insbesondere bei kleineren Mikroplastiken48,51,52,53. Nach dem Absinken können diese kleinen Mikroplastik-Aggregate einen negativen Auftrieb haben und unter dem Oberflächenwasser verborgen bleiben49, während bei größeren Kunststoffabfällen aufgrund der Ungleichmäßigkeit der Verschmutzung ein höheres Risiko besteht, in kleinere Stücke zu zerfallen und wieder Auftrieb zu erlangen, um nach oben zu wandern54. Daher ist unser Verständnis des Auslösemechanismus der Partikelgröße beim Abwärtstransport von Mikroplastik alles andere als zuverlässig und bedarf weiterer Untersuchungen.

Während der experimentellen Aufstauphase im Jahr 2008 (erstmals bei einem Hochwasserstand von 172,89 m betrieben) enthielten Reservoirsedimente einen höheren Anteil der Größenfraktion >300 μm als Sedimente in den Jahren 2015–2020 (Abb. 2b). Wir führten diese scheinbare Diskrepanz in der Größenverteilung im Jahr 2008 auf den verbleibenden Müll entlang der Wasserspiegelschwankungszone zurück, der durch die Bevölkerungsmigration verursacht wurde. Während der stabilen Betriebsphase nach 2010 hatten die verschiedenen Wasserspeicherstufen die Größenverteilung von Mikroplastik noch nicht wesentlich verändert. Bemerkenswert ist, dass wir selbst nach dem massiven Überschwemmungsereignis keine signifikanten Veränderungen in ihrer Größenverteilung beobachteten, was auch durch die minimal veränderte Größenverteilung durch einzugsgebietsweite Überschwemmungen im Nordwesten Englands gestützt wird12. Unsere Langzeitbewertung der Mikroplastikkontamination über einen räumlich ausgedehnten Transekt im TGR zeigte, dass weiterhin kleinteiliges Mikroplastik vorherrscht.

Insgesamt 10 Polymertypen (PE, Cellulose, PP, PET, Polyvinylchlorid, Polyamid, Polystyrol, Polyacrylamid, Polyurethan und Polyvinylalkohol) wurden in Sedimenten mittels μ-FTIR identifiziert (ergänzende Abbildung 2). In der Reihenfolge absteigender Häufigkeit machten die dominierenden Polymertypen PE, Zellulose und PP mehr als 84 % (84,4–97,9 %) des gewonnenen Mikroplastiks aus (Abb. 2a). PE war mit einem Anteil von 54,5 bis 82,0 % im Zeitraum 2008–2020 die am häufigsten vorkommende und allgegenwärtigste Polymergruppe. Die Dominanz von PE ist zum Teil darauf zurückzuführen, dass es einer der weltweit am häufigsten produzierten und entsorgten Kunststoffe ist. Unsere Ergebnisse stimmen mit früheren Beobachtungen überein, bei denen PE die Polymerzusammensetzungen in Sedimenten55,56, arktischen Eiskernen2 und im Inneren des Atlantischen Ozeans1 dominierte. Interessanterweise hat PE eine geringere Dichte als andere Polymere sowie Süßwasser, könnte aber letztendlich in Reservoirsedimenten landen. Eine Erklärung ist, dass PE hauptsächlich aus kleinen Partikeln besteht56 und seine Dichte durch Biofouling5,40,41,42, Einbau in Mikroalgenaggregate45 und Einkapselung in Kotpellets46 leichter verändert werden kann. Darüber hinaus verlangsamt der Damm den Wasserfluss und erleichtert die Ablagerung von Mikroplastik im Reservoirgrund. Die kalziumreiche und algenreiche Umgebung in der Reservoirregion begünstigt zusätzlich die Ablagerung von PE45.

Die im Jahr 2008 gewonnenen Polymere bestanden aus 54,5 % PE, 39,4 % Cellulose und 3,3 % PP, was deutlich von der Zusammensetzung in späteren Probenahmeprotokollen abwich (Abb. 2a). Wie bereits erwähnt, könnte der nicht entsorgte Plastikmüll aus der Bevölkerungsmigration diese Diskrepanz erklären. In den Jahren 2015 und 2019 bestand das Mikroplastik während der normalen Betriebsphase des Staudamms aus 78,7–82,0 % PE, 12,1–15,0 % Zellulose und 3,4–4,1 % PP, und ihr Anteil veränderte sich in den vier Jahren kaum. Selbst im Jahr 2020 nach der Überschwemmung änderte sich die Verteilung der Polymerzusammensetzung nur geringfügig, wobei PP von 3,4 auf 9,9 % stieg und PE von 82,0 auf 63,4 % sank. Daher wurde die Polymerzusammensetzung in Reservoirsedimenten durch unterschiedliche hydraulische Bedingungen oder sogar massive Überschwemmungen nicht wesentlich verändert12 und scheint hauptsächlich mit der umliegenden wirtschaftlichen/sozialen Entwicklung und den Lebensmerkmalen entlang des Flusses stromaufwärts des Jangtsekiang zusammenzuhängen. Allerdings haben wir keine eindeutigen Belege für die festen Nutzungsmuster von Kunststoffarten oder deren Anteil in den Zielgebieten gefunden; Daher bedarf der damit verbundene regionale Kunststoffverbrauch weiterer Forschung.

The size of all the recovered polymer groups ranged from 16 to 5000 μm (Supplementary Table 1). Approximately 81.6% of PE, 5.9% of PP, 10.8% of cellulose and 0.4% of PET were <300 μm (Fig. 3a and Supplementary Fig. 3). This suggests that previous negligence of small-sized microplastic measurements has led to gross underestimations in the abundance of most littered PE. With respect to the small-sized fractions, PE (68.4−91.2%) had a higher contribution compared to cellulose (4.3−24.9%) and PP (3.0−12.3%) (Fig. 3b). The predominance of PE in small-sized fractions at all our sampled locations during different years suggests that the size-selective entrapment by the dam was closely associated with polymer type. This is understandable, as different polymers possess diverse surficial properties (e.g. hydrophobicity and surface topography)57 and exhibit varied binding abilities with biological and abiotic materials42,43. Moreover, different polymers and their adsorbed organic matter may provide varied carbon sources (e.g. the recalcitrant C of the plastic itself2 and microbial biomass. Sci. Adv. 4, eaas9024 (2018)." href="/articles/s43247-023-00701-z#ref-CR58" id="ref-link-section-d129151454e927"> 58,59 und das instabile C, wie z. B. durch anfänglichen Photoabbau gelöstes organisches Material aus Kunststoff und adsorbierte Additive59,60,61), und ihr entsprechendes Biofilmwachstum können unterschiedlich sein. Beispielsweise wies der auf der Oberfläche verschiedener Mikroplastiken gebildete Biofilm unterschiedliche Merkmale auf und führte zu unterschiedlichen Dichteänderungen bei Mikroplastik42. Daher führt die Vernachlässigung kleiner Mikroplastiken zu erheblichen Unsicherheiten bei der Schätzung sowohl der Gesamthäufigkeit als auch der polymerspezifischen Häufigkeit und Risiken. Aufgrund der geringen Stichprobengröße wurden in früheren Studien selten integrierte Analysen von Polymertypen und Partikelgrößen durchgeführt28. Die Polymerzusammensetzungen der meisten früheren Aufzeichnungen beschränkten sich auf Mikroplastik > 300 μm (Ergänzungstabelle 3) und sind daher nicht direkt mit unserer Studie vergleichbar. Daher sind Untersuchungen auf der Grundlage großer Stichproben aller Größen und Polymerkategorien erforderlich, um die größenbasierte und polymerspezifische Mikroplastikkontamination genauer beurteilen zu können.

Anteil unterschiedlich großer Mikroplastikgruppen in den vier vorherrschenden Polymertypen, darunter Cellulose, PE, PET und PP (a). Polymerzusammensetzung im kleinteiligen Mikroplastik in verschiedenen Probenahmejahren (b). Basierend auf den statistischen Ergebnissen von 8581 gezählten Mikroplastikpartikeln wurde auf die Größenverteilung verschiedener Polymere geschlossen. Die schwarzen Hohlkreise stellen die Datenpunkte dar, die die Größenverteilung von Mikroplastikpartikeln bilden. Die schwarzen durchgezogenen Kreise beziehen sich auf die mittlere Partikelgröße und die horizontalen Balken geben die ±Standardabweichung an.

Nach Angaben des Yangtze River Sediment Bulletin betrug die Sedimentablagerung im TGR in den Jahren 2008, 2015, 2019 und 2020 jeweils 185,6, 27,8, 59,1 und 144,3 Millionen Tonnen62. Die entsprechenden durchschnittlichen Mikroplastikkonzentrationen betrugen 3785, 6422, 13.175 bzw. 23.018 Stück kg−1. Durch Multiplikation der Mikroplastikkonzentration mit der jährlichen Sedimentablagerung wurde die Mengenbelastung auf 1245 ± 1410 Billionen Partikel pro Jahr geschätzt, wobei kleinteiliges Mikroplastik 932 ± 1084 Billionen Partikel pro Jahr ausmachte (Tabelle 1). Daher werden Staudämme den Fußabdruck von Mikroplastik in Flüssen erheblich verändern, was dazu beiträgt, das Gesamtbild der globalen Mikroplastikverschmutzung aufzufrischen. Hier verwenden wir zur Berechnung nur die Gesamtmenge der Sedimentablagerungen, da unser Ziel darin besteht, die Größenordnung der Mikroplastik-Kontaminationsdaten zu ermitteln. Ein weiterer Grund ist, dass es kaum möglich ist, die Sedimentablagerungsrate zu messen, um eine sehr genaue Menge an Verschlammung zu erhalten, da TGR mit einem Einzugsgebiet von 1084 km2 und einer Wassertiefe von 100 m der größte Stausee der Welt ist.

Die jährliche Massenbelastung durch Mikroplastik wurde auf 8048 ± 7494 (529 − 17.822) Tonnen pro Jahr geschätzt (Tabelle 1), was 0,0025 ± 0,0022 % der weltweiten jährlichen Kunststoffproduktion (245, 322, 368 Millionen Tonnen) entspricht 2008, 2015 bzw. 2019)63 und 47,3 ± 44,1 % des größten jährlichen Plastikabflusses weltweit (17.000 Tonnen pro Jahr im Jangtsekiang)10. Unsere Schätzung der Mikroplastikverlagerung im Reservoirbett ist jedoch höher als der jährliche Plastikabfluss im Jangtsekiang, basierend auf einer In-situ-Messung durch Referenz. 34. Wie man leicht erkennen kann, werden von einem einzigen Damm bemerkenswerte Mengen an Mikroplastik eingefangen.

Die Mikroplastik-Massenfrachten in verschiedenen Jahren im TGR unterscheiden sich deutlich (Tabelle 1). Dies kann teilweise auf die große zeitliche Heterogenität der durchschnittlichen Partikelmasse zurückgeführt werden. Die durchschnittliche Partikelmasse in den Bettsedimenten des TGR wurde in den Jahren 2008, 2015, 2019 und 2020 mit 13,60, 2,96, 5,50 und 5,37 μg Punkt-1 berechnet, was in der Größenordnung mit einer früheren Schätzung auf der Grundlage von in-1 übereinstimmte. situ-Messung34. Daher bestehen große Unsicherheiten bei der Schätzung der Mikroplastik-Massenbelastung64 und es sind umfassende Messungen der durchschnittlichen Partikelmassen des globalen Mikroplastiks erforderlich. Trotz der unterschiedlichen durchschnittlichen Partikelmassen von Mikroplastik aller Größen war die durchschnittliche Partikelmasse der kleinen Fraktionen ähnlich (0,41, 0,49, 0,44 und 0,43 μg Stück-1 in den Jahren 2008, 2015, 2019 und 2020). Der entsprechende Massenanteil an kleinteiligem Mikroplastik betrug 1,9, 13,0, 6,3 und 6,1 Gew.-% (entspricht 181,61, 68,58, 234,57 bzw. 1082 Tonnen pro Jahr). Obwohl die Mengenbelastung durch kleinteiliges Mikroplastik im Reservoirgrund extrem hoch ist, ist die Massenbelastung relativ gering.

Durch die Analyse und Einstufung der vergleichbaren Datensätze zur Mikroplastikverschmutzung in weltweiten Süßwassersedimenten haben wir herausgefunden, dass die Mikroplastikhäufigkeit im TGR (23.018 ± 14.268 Einheiten kg−1) im Jahr 2020 deutlich höher war als in den meisten Studien (0,5–3315 Einheiten kg−1). ) (Abb. 4 und Ergänzungstabelle 3), einschließlich der Fluss- und Meeressedimente sowie der Reservoirsedimente 56,65,66. Dies wurde zum Teil auf die Vernachlässigung von kleinteiligem Mikroplastik in den meisten früheren Beobachtungen zurückgeführt. Ausnahmsweise, ref. 28 berichteten über vergleichbare, aber höhere Mikroplastikkonzentrationen (32.947 Einheiten kg−1) in den Sedimenten des Wen-Rui Tang-Flusses (in China) als in dieser Studie, da sie auch kleinteiliges Mikroplastik berücksichtigten.

Sedimentäre Mikroplastikkonzentrationen werden als durchschnittliche Konzentration auf der globalen Skala kartiert (a). Mikroplastikkonzentrationen in der eingefügten blauen Region (China) werden detaillierter kartiert (b). Insgesamt werden 37 vergleichbare Datensätze mit konsistenten Einheiten ermittelt und eingestuft (c). Die Größe der Kreise stellt die durchschnittliche Mikroplastikkonzentration dar. Die Farben der Kreise und Balken repräsentieren Fluss, Stausee und See. Die Ordinatenachse zeigt die durchschnittliche Mikroplastikkonzentration in einem exponentiellen Gradienten. Detaillierte Informationen zu den Probenahmestellen, Polymerzusammensetzungen und Partikelgrößen in der Literatur finden Sie in der Ergänzungstabelle 3.

Ein direkter Vergleich der Größenverteilung zwischen verschiedenen Studien ist aufgrund der unterschiedlichen Stichproben-, Analyse- und Größenaufteilungsansätze, die in verschiedenen Studien angewendet werden, eine Herausforderung (Ergänzungstabelle 3). Kleines Mikroplastik machte im Jahr 2020 75,7 % (44,4 − 89,7,0 %, n = 1972) unserer in Sedimenten geborgenen Plastikabfälle aus, während gängige Probenahmetechniken in früheren Untersuchungen diesen riesigen Anteil möglicherweise ignorierten, indem sie ein >300 μm-Sieb verwendeten67, 68. Daher sind umfassende Untersuchungen unerlässlich, um die Unsicherheit bei Messungen der Mikroplastikkontamination zu beseitigen.

Staudämme fragmentieren die Transportmuster von Mikroplastik aus Flüssen in den Ozean und wirken sich erheblich auf Landökosysteme aus. Unsere Ergebnisse zeigen, dass eine bemerkenswerte Menge terrestrischen Mikroplastiks aufgrund von Staudämmen nicht in den Ozean exportiert wird, was unterstreicht, wie wichtig es ist, Staudämme bei der Untersuchung des globalen Mikroplastiktransports in Flüssen zu berücksichtigen. Nach Angaben der International Commission on Large Dams sind derzeit mehr als 58.000 große Staudämme (definiert als solche mit einer Höhe von >15 m oder zwischen 5 und 15 m und einem Stauraum von mehr als 3 m3) in Betrieb, die den freien Fluss des globalen Wassers behindern Flüsse69. Daher sollte der Fokus auf die Mikroplastikbelastung globaler Reservoirs gelegt werden. Darüber hinaus verringern Staudammbauten die Belastung der Ozeane durch Mikroplastik und bieten eine potenzielle Chance für die künftige Sanierung von Meeresplastik. Darüber hinaus könnte die Umgestaltung der Reservoir-Dispatch-Methoden die Möglichkeit verbessern, den Fluss von Mikroplastik ins Meer zu regulieren. Unsere Daten zeigten auch das selektive Einschlussphänomen von kleinen Mikroplastiken im Reservoirbett. Die Bedeutung der Untersuchung der Mikroplastikkontamination über alle Größen und Polymerkategorien hinweg wurde bereits früher hervorgehoben1,8. Unsere Beobachtungen unterstreichen außerdem die Bedeutung integrierter Analysen von Polymertypen und Partikelgrößen auf der Grundlage großer Probengrößen. Bei kleineren Mikroplastiken von <10 μm oder sogar <1 μm bestehen erhebliche Wissenslücken zu deren Häufigkeit, Verbleib und Risiken, was die Notwendigkeit kritischer Untersuchungen in der Zukunft verdeutlicht.

Diese Studie konzentrierte sich auf zwei Gebiete rund um das TGD: die Stauseeregion (oberhalb des Staudamms, die ein Einzugsgebiet von 1084 km2 abdeckt) und das stromabwärts gelegene Gebiet des TGD. Der Betrieb von TGD, dem weltweit größten Wasserkraftprojekt, hat erhebliche Vorteile für die Wasserkrafterzeugung, den Hochwasserschutz und die Schifffahrt gebracht70. Die Gesamtlänge der Dammachse beträgt 2309,47 m, die Kronenhöhe beträgt 185 m und der geplante Wasserstand beträgt 175 m. Die Gesamtspeicherkapazität beträgt 39,3 Milliarden m3, davon 22,15 Milliarden m3 für den Hochwasserschutz. Das TGD liegt im Jangtsekiang, dem drittgrößten Fluss der Welt. Der Jangtse-Wirtschaftsgürtel ist dicht besiedelt und weist intensive Wirtschaftsaktivitäten auf; Es ist auch der weltweit größte Emittent von ozeanischem Mikroplastik10. Um Flussüberschwemmungen zu regulieren, weist die TGR-Region saisonale Wasserschwankungen auf, die unweigerlich den Fußabdruck von Flussmikroplastik entlang des Einzugsgebiets regulieren. Der Sedimenthaushalt ist ein wichtiger Faktor, der den Lebenszyklus eines Stausees beeinflusst. In den letzten Jahren konnte die Sedimentbelastung im TGR aufgrund seiner Betriebsweise der Speicherung von klarem Wasser und der Ableitung von schlammigem Wasser effizient verringert werden (Text S1)71. Der Bau vorgelagerter Kaskadenreservoirs ist ein weiterer wichtiger Faktor, der den TGR-Sedimenthaushalt steuert72.

In dieser Studie wurden in den Jahren 2008, 2015, 2019 und 2020 vier Probenahmekampagnen durchgeführt, um die jährliche Variation der Mikroplastikkontamination im Reservoirbett zu bestimmen. Die ersten Sedimentproben wurden 2008 während des ersten experimentellen Hochwasserstands des TGR auf 172,89 m gesammelt. Während dieser Zeit wurden große Mengen Müll, der durch die Migration der Bevölkerung entstanden war, im Bereich des Stausees beiläufig entsorgt. Darüber hinaus war der Wasserfluktuationsgürtel des Stausees noch nicht vollständig ausgebildet. Diese Charge von Sedimentproben spiegelte daher die anfängliche Mikroplastikkontamination im TGR wider. Das zweite Chargenexperiment wurde 2015 durchgeführt, wobei seit 2010 ein stabiler Hochwasserstand von 175 m (der geplante maximale Wasserstand) aufrechterhalten wurde. Die dritte Charge wurde 2019 vor der massiven Überschwemmung im Jahr 2020 durchgeführt. Anschließend haben wir die Sedimente erneut beprobt im Reservoirbett im Jahr 2020, um die treibenden Auswirkungen von Überschwemmungen auf die Neuordnung von Mikroplastik zu untersuchen. Darüber hinaus wurden im Jahr 2020 auch die Sedimente stromabwärts des TGD beprobt, um die Rückhalteeffekte des Staudamms zu bewerten. Im Juli und August 2020 kam es flussaufwärts des Jangtsekiang zu einem außergewöhnlichen und intensivierten Überschwemmungsereignis mit fünf Hochwassergipfeln. Das Hochwasser Nr. 1 erreichte am 2. Juli mit 53.000 m3 s−1 seinen Höhepunkt; Das Hochwasser Nr. 2 erreichte am 17. Juli mit 61.000 m3 s−1 seinen Höhepunkt; Überschwemmung Nr. 3 erreichte am 26. Juli ihren Höhepunkt mit 60.000 m3 s−1; Das Hochwasser Nr. 4 erreichte am 15. August mit 59.000 m3 s−1 seinen Höhepunkt; Überschwemmung Nr. 5 erreichte am 17. August ihren Höhepunkt mit 75.000 m3 s−1 und übertraf damit den zweitgrößten Hochwasserhöchstwert von 63.300 m3 s−1 im Jahr 1998.

Während der vier geplanten Probenahmekampagnen, die verschiedene Wasserspeicherungsstadien abdeckten, haben wir die obersten 20 cm der Bettsedimentmatrix beprobt und 56 Bettsedimentproben gesammelt. Jedes Jahr wurden insgesamt 12 gemeinsame Probenahmestellen in der Nähe der hydrometrischen Station entworfen. Die Probenahmestellen deckten nahezu gleichmäßig verschiedene Flussabschnitte im Stauseegebiet ab. Einige Probenahmestellen waren jedoch aufgrund von Wasserstands- oder Geschwindigkeitsschwankungen mehrere Jahre lang nicht zugänglich, was dazu führte, dass an bestimmten Probenahmestellen keine Sedimentproben entnommen werden konnten. Um die Auswirkungen des Staudamms auf die Mikroplastikzusammensetzung im Ober- und Unterlauf des TGD sowie im Ober-, Mittel- und Unterlauf innerhalb des TGR zu untersuchen, haben wir fünf Probenahmestellen auf Basis von 12 Probenahmestellen in ergänzt in der Oberlaufregion und richtete im Jahr 2020 weitere sechs Probenahmestellen in der Unterlaufregion ein (Ergänzende Abbildung 1). Die zusätzlichen fünf Probenahmestellen veränderten den Gesamtstatus der Mikroplastikbelastung in der flussaufwärts gelegenen Region kaum. Alle Probenahmestellen befanden sich in der Nähe der hydrometrischen Station und deckten gleichmäßig verschiedene Abschnitte entlang des Hauptstroms ab. Im Jahr 2020 gab es 4, 6 und 7 Probenahmestellen im oberen (S20–S23), mittleren (S14–S19) und unteren (S7–S13) Bereich des TGR.

Die Bettsedimente wurden mit Edelstahlgreifern gesammelt und manuell oder mit Hilfe einer Winde geborgen. An jeder Probenahmestelle wurde etwa 1 l Sediment (0–20 cm) mit einem Van-Veen-Greifer gesammelt und in einen Aluminiumfolienbeutel gegeben. An jedem Standort wurden zufällig drei Replikate entnommen und homogen gemischt, um eine zusammengesetzte Probe zu bilden. Die frischen Proben im Alufolienbeutel wurden dann sofort ins Labor transportiert. Die Sedimentproben wurden gründlich gemischt, luftgetrocknet und an einem dunklen und kühlen Ort gelagert.

Vor der Mikroplastikextraktion wurden 50 g getrocknete Sedimentproben mit hochreinem Wasser versetzt. Anschließend wurde die gemischte Probe durch ein 5-mm-Sieb gegeben. Die Sedimentfraktionen von <5 mm wurden zur Extraktion des Mikroplastiks auf der Grundlage des Protokolls der National Oceanic and Atmospheric Administration (NOAA) mit geringfügigen Änderungen verwendet73. Die Zinkchloridlösung (ZnCl2) (ρ = 1,6 g cm−3) wurde durch eine 0,45 μm Celluloseacetatmembran (Milli-Q, 47 mm Durchmesser, US) filtriert, um die Verunreinigungen im Reagenz zu entfernen. In dieser Studie wurde die zweistufige Dichtetrennung verwendet. Ungefähr 200 ml ZnCl2-Lösung wurden zu 50 g Trockengewicht der Sedimentproben in einem Glasbecher (250 ml) gegeben, 2 Minuten lang mit einem Glasstab gerührt und 24 Stunden lang stehen gelassen. Die Suspension der wässrigen Lösung wurde mittels Vakuumfiltration durch das Edelstahlsieb (10 μm) filtriert. Die auf den Sieben schwimmenden Partikel wurden mit dem Reinstwasser in ein Becherglas gespült und anschließend mit Aluminiumfolienpapier abgedeckt. Der Vorgang wurde nacheinander dreimal wiederholt und die Überstände wurden vereinigt. Nach der Dichteflotation wurde die Lösung mit 20 ml Fenton-Reagenz (angesäuert 0,05 M FeSO4) und 20 ml 30 %iger Wasserstoffperoxidlösung behandelt, um die organischen Materialien im Überstand zu entfernen74. Nach der organischen Entfernung wurde der Überstand der wässrigen Lösung durch Silberfilterpapier (Milli-Q, 0,45 μm, 25 mm Durchmesser, US) filtriert. Die Filterpapiere wurden in die Petrischalen aus Glas überführt und zur weiteren Identifizierung bei 50 °C getrocknet.

Vermutetes Mikroplastik auf der Filtermembran wurde auf dem Bariumfluoridfenster (13 mm Durchmesser, Thermo Scientific, USA) aufgenommen und unter einem Stereomikroskop (SC-III, Shanghai, China) fotografiert, um Farbe, Größe und Morphologie zu erfassen Typen (z. B. Fragment, Film und Faser). Anschließend wurde dieses Bariumfluoridfenster in das Mikro-Fourier-Transformations-Infrarotspektrometer (μ-FTIR, Nicolet iN10MX, USA) eingebracht. Der Transmissionsmodus wurde verwendet, um das Spektrum der vermuteten Partikel mit Wellenzahlen von 650 bis 4000 cm−1 zu identifizieren. Das Spektrum hatte eine Auflösung von 8 cm−1 und es wurden 64 Scans erhalten. Die erhaltenen Spektren der vermuteten Partikel wurden mit der Datenbank auf dem Instrument abgeglichen. Wenn die Übereinstimmungsrate 75 % übersteigt, können die Partikel als entsprechendes Mikroplastik bestätigt werden.

Es wurden größtmögliche Vorkehrungen getroffen, um eine mögliche künstliche Kontamination zu verhindern. Alle Probenahmewerkzeuge wurden vor dem Einsatz im Feld gründlich mit Milli-Q-Wasser gewaschen. Die Sedimentproben wurden in nicht aus Kunststoff bestehenden Behältern transportiert und gelagert. Alle Phasen der Probenverarbeitung, -extraktion und -identifizierung wurden unter einem sauberen Laminar-Flow-Schrank in einem hochreinen Labor durchgeführt. Sofern nicht anders angegeben, war das Material aller Laborartikel kein Kunststoff (Glas oder Edelstahl). Vor der Verwendung wurden alle Glasgeräte (z. B. Bechergläser, Filtersystem, Glasfilter und Glasschalen) sorgfältig mit Milli-Q-Wasser gespült und 4 Stunden lang auf 450 °C erhitzt, um jegliches organische Material zu entfernen. Bei allen Laboraktivitäten wurden Nitrilhandschuhe und Laborkittel aus Baumwolle getragen. Alle Waren und Proben wurden mit Aluminiumfolie und Glasschalen abgedeckt, um eine Kontamination zu verhindern. Milli-Q-Wasser und Luft wurden durch den sauberen Filter gesaugt, um die potenzielle Kunststoffverunreinigung in der Luft zu bestimmen. Die Verfahrensrohlinge wurden ebenfalls in dreifacher Ausfertigung hergestellt. Die verfahrenstechnischen Blindkontrollen wurden dann einer Mikroplastik-Identifizierung unterzogen, um die Hintergrundkontamination zu bestimmen. In keiner der Blindproben wurden Mikroplastikpartikel identifiziert.

Die Masse einzelner Kunststoffpartikel wurde durch Multiplikation morphologiespezifischer Volumina mit dem empirischen Dichtekoeffizienten berechnet. Das Partikelvolumen wurde anhand der Partikelmorphologie und -abmessungen (Länge) geschätzt, die anhand von FTIR-Bildern aufgezeichnet wurden. Für Fragmente und Filme wurde das Partikelvolumen als V1 = L3 × α berechnet, wobei α ein Formfaktor ist (α = 0,1)75. Für Fasern wurde das Partikelvolumen zu V2 = πr2 × L76 abgeleitet. Wir haben eine durchschnittliche Mikroplastikdichte von 0,98 g cm−3 77 verwendet. Die berechneten Gleichungen waren wie folgt:

wobei W die Masse eines einzelnen Teilchens darstellt; M bezieht sich auf die durchschnittliche Masse eines Mikroplastikpartikels; ρ ist die durchschnittliche Dichte von Mikroplastik, 0,98 g cm−3 77; L ist die Länge von Mikroplastik, gemessen am Stereomikroskop, μm; r ist der Radius des Fasermikroplastiks und wird mit 10 μm (mittlerer Faserradius) angenommen76; und n, m und j sind jeweils die Anzahl der Fasern, Filme und Fragmente.

Die Mengen- und Massenfrachten von Mikroplastik wurden anhand der Schätzungen des jährlichen Verschlammungsvolumens aus dem Yangtze River Sediment Bulletin berechnet, das von der Changjiang Water Resources Commission des Ministeriums für Wasserressourcen veröffentlicht wurde62,77. Durch die Anwendung der Betriebsweise des Staudamms, klares Wasser zu speichern und schlammiges Wasser abzuleiten, sowie durch den Bau der vorgelagerten Kaskadenreservoirs ist der Sedimenthaushalt im Reservoirbett immer weiter zurückgegangen. Die Sedimentablagerung im TGR betrug 185,6, 27,8, 59,1 und 144,3 Millionen Tonnen in den Jahren 2008, 2015, 2019 und 202062,73. Die jährliche quantitative Mikroplastikbelastung wurde durch Multiplikation ihrer Partikelkonzentrationen mit der jährlichen Sedimentablagerung geschätzt. Das Massenbudget wurde durch Multiplikation der Mikroplastikkonzentration mit der angesammelten Sedimentmenge berechnet und die durchschnittliche Partikelmasse über Massenumrechnung berechnet.

Um die Mikroplastik-Kontamination in dieser Studie mit einem globalen Datensatz zu vergleichen, wurde eine globale Bestandsaufnahme der Mikroplastik-Kontamination in Süßwassersedimenten gesammelt und in der Ergänzungstabelle 3 aufgeführt. Die gemeldeten Artikel wurden im Web of Science durchsucht und die Schlüsselwörter lauteten „Mikroplastik“. ' und 'Sedimente'. Zur Beschreibung der sedimentären Mikroplastikkonzentrationen wurden unterschiedliche Einheiten verwendet, was den Vergleich der Werte in der Literatur komplexer macht. Daher wurden aus der abgerufenen Literatur nur Studien mit konsistenten oder umwandelbaren Einheiten (Artikel kg−1) gescreent und in Abb. 4 abgebildet. Da keine standardisierten Probenahme- und Analysemethoden etabliert wurden, war der Größenbereich der fokussierten Mikroplastiken nicht gut eingeschränkt. Detaillierte Informationen zur Partikelgrößenverteilung des identifizierten Mikroplastiks, den Extraktionsmethoden und den Identifizierungstechniken finden Sie in der Ergänzungstabelle 3.

Statistische Analysen wurden mit SPSS (SPSS Inc., Chicago, USA) durchgeführt. Der statistische Vergleich der Mikroplastikhäufigkeit in den flussaufwärts und flussabwärts gelegenen Regionen und verschiedenen Gebieten im Jahr 2020 sowie in verschiedenen Probenahmejahren basierte auf dem T-Test für unabhängige Stichproben. Der über das Web of Science gesammelte globale Datensatz wurde mit ArcGIS 10.2 kartiert. Andere Zahlen wurden mit OriginPro 2021 ermittelt. Signifikante Unterschiede wurden auf dem Niveau von 0,05 und 0,01 bewertet. Alle Werte wurden als Mittelwert ± Standardabweichung (SD) angegeben.

Weitere Informationen zum Forschungsdesign finden Sie in der mit diesem Artikel verlinkten Nature Portfolio Reporting Summary.

Die in dieser Studie verwendeten Daten sind im Artikel enthalten und über Figshare unter https://doi.org/10.6084/m9.figshare.21779846 öffentlich verfügbar.

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Wir danken den Kollegen im State Key Laboratory of Simulation and Regulation of Water Cycle in River Basin am China Institute of Water Resources and Hydropower Research für ihre Hilfe bei einer Reihe von Feldproben und Laboranalysen. Wir danken für die finanzielle Unterstützung durch die Sonderfondsprojekte des State Key Laboratory of Simulation and Regulation of Water Cycle in River Basin, des China Institute of Water Resources and Hydropower Research (SKL2020ZY02 und SKL2022TS02) und des Research & Development Support Program of China Institut für Wasserressourcen und Wasserkraftforschung (WE0199A042021).

Diese Autoren haben gleichermaßen beigetragen: Bo Gao, Yalan Chen.

Staatliches Schlüssellabor für Simulation und Regulierung des Wasserkreislaufs im Flusseinzugsgebiet, China Institute of Water Resources and Hydropower Research, Peking, 100038, China

Bo Gao & Dongyu Xu

Staatliches Schlüssellabor für Wasserumgebungssimulation, School of Environment, Beijing Normal University, Peking, 100875, China

Yalan Chen & Ke Sun

Stockbridge School of Agriculture, University of Massachusetts, Amherst, MA, 01003, USA

Baoshan Xing

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BG hat finanzielle Unterstützung eingeworben und das Mikroplastik-Projekt initiiert. BG und YC haben die Studie entworfen, die Analysen durchgeführt und das Manuskript gemeinsam verfasst. DX führte die Probenahme vor Ort durch, lieferte die analytische Anleitung und trug zum Manuskript bei. KS und BX halfen bei der Vorbereitung und Überarbeitung des Manuskripts.

Korrespondenz mit Bo Gao.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Communications Earth & Environment dankt Jingfu Wang und den anderen, anonymen Gutachtern für ihren Beitrag zum Peer-Review dieser Arbeit. Hauptherausgeber: Clare Davis.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Gao, B., Chen, Y., Xu, D. et al. Erhebliche Verschüttung terrestrischer Mikroplastik im Drei-Schluchten-Reservoir, China. Commun Earth Environ 4, 32 (2023). https://doi.org/10.1038/s43247-023-00701-z

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Eingegangen: 07. September 2022

Angenommen: 02. Februar 2023

Veröffentlicht: 14. Februar 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s43247-023-00701-z

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