Assessment of microplastic content in natural waters and sediments: sampling and sample preparation

Full Text

Несмотря на то, что массовое производство пластика началось в 1950-х годах [1], а первые работы по загрязнению океана пластиком появились в 1970-х [2], проблема загрязнения водных экосистем микропластиком серьезно привлекла внимание ученых только в 21 в. Впервые термин “микропластик” был использован в 2004 г. Томпсоном и соавт. [3], которые обнаружили мелкие частицы пластика в образцах донных отложений близ Великобритании, а также в образцах планктона, отобранных в северной Атлантике еще в 1960-х годах. В настоящее время производство пластика неизменно растет. По оценкам, с 1950-х годов по 2015 г. ежегодное производство пластика увеличилось с 2 до 380 млн тонн [1] и продолжает увеличиваться примерно на 4% в год [4]. На сегодняшний день пластик содержится практически во всех товарах повседневного спроса, например в косметических, чистящих средствах, товарах для мытья лица или тела, транспортных средствах, строительных материалах, спортивных товарах, медицинском и лабораторном оборудовании, мебели, посуде и т.д. Такое огромное количество товаров, содержащих пластик, неизменно приводит к его попаданию в окружающую среду. Ежегодно 4.8–12.7 млн тонн пластика попадает в Мировой океан из прибрежных стран [5], при этом 1.1–2.4 млн тонн попадает в океан через реки [6]. По оценкам, с 2015 до 2060 гг. количество пластиковых отходов вырастет в три раза [7]. Пластиковый мусор, попадающий в Мировой океан, переносится океаническими течениями на большие расстояния и в зависимости от плотности пластика может или оставаться на поверхности воды, или оседать на дно [6, 8]. Показано, что микропластик повсеместно распространен в водных экосистемах, включая донные отложения, водную толщу и поверхностные слои [9].

МИКРОПЛАСТИК В ПРИРОДНЫХ ВОДАХ: РАЗМЕР, СВОЙСТВА, ИСТОЧНИКИ ПРОИСХОЖДЕНИЯ

Размер микропластика. Под микропластиком принято понимать твердые нерастворимые в воде частицы полимеров размером менее 5 мм [10]. К нанопластику, по разным источникам, относят частицы размером или менее 1 мкм, или менее 100 нм [10]. Существует также условное разделение на мелкий микропластик (менее 1 мм) и крупный микропластик (1–5 мм) [11–13]. Более крупные частицы пластика называют мезопластиком (5–25 мм) и макропластиком (более 25 мм) [8, 12]. Результаты исследования пробы воды из северо-западной части Тихого океана показали, что около 50% частиц микропластика имеют размер 0.5–1 мм, 29.8% − 1–2.5 мм и 17.6% − 2.5–5 мм [8]. В работе [14] показано, что в устье реки Янцзы также преобладает мелкий микропластик размером 0.07–1 мм (68.4%), тогда как на крупный (1–5 мм) приходится 26.2%. Численная концентрация частиц (число частиц в единице объема) микропластика увеличивается с уменьшением их размера, что связано с деградацией микропластика, его разрушением с образованием более мелких частиц в результате процессов “старения” под действием условий окружающей среды [15].

Источники микропластика. В зависимости от источника происхождения микропластик, попадающий в окружающую среду, делят на две группы: первичный и вторичный [6, 16, 17]. Первичный микропластик – это промышленно производимые частицы микропластика. Например, первичный микропластик содержат средства для очищения кожи, скрабы, косметика (тушь и тени), солнцезащитный крем, зубная паста и др. [18, 19]. Сообщается, что около 93% частиц микропластика в косметике состоит из полиэтилена; также распространены частицы из полипропилена, полиэтилентерефталата и нейлона [20]. Такой микропластик может попадать в окружающую среду как в процессе производства, так и в результате использования содержащих его товаров [21–23]. Средства личной гигиены, такие как скрабы для лица, являются важным источником первичного микропластика в водных экосистемах, особенно морских [24, 25]. Как правило, очистные сооружения позволяют эффективно удалять из воды мезо- и макропластик, в то время как микропластик (и тем более нанопластик) часто не улавливается на очистных установках и попадает в водные экосистемы [17, 26]. Показано, что при каждом использования средств личной гигиены и косметики в окружающую среду могут попадать более 94 тыс. частиц микропластика [27].

Вторичный микропластик образуется из мезо- и макропластика (5–25 и >25 мм соответственно) в результате физических, химических и биологических процессов “старения” в условиях окружающей среды, таких как механическая фрагментация (истирание), а также термо-, фото- и биодеградация [21, 28, 29]. Важно отметить, что возможность деградации микропластика лежит в основе разработки потенциальных способов его разрушения с целью очистки объектов окружающей среды. Например, в обзоре [30] систематизирована информация о (био)каталитических методах, которые применяют для разложения различных микропластиков.

Основным источником вторичного микропластика в окружающей среде является истирание автомобильных шин, пластиковых изделий и отходов, а также синтетических волокон текстиля и выброшенных рыболовных снастей [8]. Например, в результате одной стирки одежды в бытовой стиральной машине может выделяться около 1900 волокон [31]. По данным работы [32] более 700000 волокон могут попасть в систему водоснабжения при стирке 6 кг белья. Износ автомобильных шин также вносит значительный вклад в загрязнение поверхностных вод микропластиком (порядка 50–135 тыс. тонн). Особо следует отметить, что знаменитое Большое тихоокеанское мусорное пятно главным образом состоит из пластиковых отходов морского рыболовства стран Восточной Азии [8]. По оценкам, микропластик составляет порядка 30% от всего пластика в Большом тихоокеанском мусорном пятне [17].

Форма микропластика. Вследствие разнообразия источников происхождения для микропластика характерно разнообразие форм частиц. Например, выделяют гранулы, сферы, волокна, пленки, вспененные частицы и частицы неправильной формы (фрагменты) и др. [6]. Как правило, для первичного микропластика характерна сферическая форма частиц. В работе [16] сообщается, что распространенность различных форм частиц микропластика в мировых водных экосистемах уменьшается в следующем порядке: фрагменты (частицы, имеющие грани и ребра) > волокна > пленки > вспененные частицы > гранулы (частицы с гладкой поверхностью) > сферы. В исследовании [33] показано, что наиболее часто встречаемыми формами микропластика в озерах и водохранилищах являются волокна (49.5%) и фрагменты (41.0%). При этом авторы сообщают, что обнаружили текстильные волокна даже в озерах в отдаленных и малонаселенных районах. Отмечается [34], что хотя атмосферные выпадения также являются важным источником микропластика, поступления микропластика из притоков, вероятно, наиболее важны для озер и водохранилищ [33].

В работе [8] отмечено преобладание гранул (39.7%) в северо-западной части Тихого океана, тогда как на пленки и волокна пришлось 24.7 и 8.9% соответственно. Однако необходимо отметить, что форма микропластика в локальных водных экосистемах напрямую зависит от вида антропогенной деятельности в конкретном регионе. Так, например, в работе [14] авторы изучали микропластик в устье реки Янцзы и показали, что большинство частиц микропластика (82.8%) имеют форму волокон, тогда как на фрагменты и пленки приходится всего 15.1 и 2.1% соответственно. Преобладание волокон авторы связывают с рыболовной деятельностью в регионе, которая является основным источником микропластика в воде.

Необходимо отметить, что на форму частиц микропластика влияют также процессы его “старения’ (например, механического истирания, а также фото- и биодеградации). Например, острые ребра и края частиц микропластика часто могут свидетельствовать о небольшом времени его нахождения в окружающей среде, тогда как гладкая поверхность, наоборот, может свидетельствовать о длительном нахождении микропластика в водных экосистемах [8].

Цвет микропластика. Для микропластика характерно достаточно большое разнообразие цветов, включающее все цвета радуги, а также белый, черный и бесцветный [6]. Однако чаще всего все-таки микропластик бывает белым или бесцветным [8]. Например, в северо-западной части Тихого океана основными цветами микропластика являются белый (57.4%), бесцветный (22.8%), зеленый (6.6%), черный (6.4%), синий (2.8%), желтый (2.4%) и пурпурный (1.5%) [8]. Похожие результаты получены для Саргассового моря, Южной Атлантики и северной части Тихого океана [8]. В работе [33] отмечено, что наиболее распространенные цвета микропластика в озерах и водохранилищах, расположенных на различных континентах, − черный (30%), бесцветный (24%), синий (18%) и белый (13%). При этом цвет микропластика зависит от его формы. Так, например, для волокон наиболее характерны черный (43.5%) и синий цвета (28.6%), а для фрагментов – белый (23.8%) и бесцветный (37.4%) [33]. Необходимо отметить, что в результате процессов “старения” микропластик постепенно обесцвечивается, поэтому цвет микропластика является визуальным индикатором степени его деградации [35].

Химический состав микропластика. Наиболее часто встречающимися в водных экосистемах микропластиками являются частицы полиэтилена (ПЭ) > полипропилена (ПП) > полистирола (ПС) > поливинилхлорида (ПВХ) > полиэтилентерефталата (ПЭТ) [16]. Подавляющее количество микропластика в водах и донных отложениях – это ПЭ и ПП [36, 37]. В работе [33] показано, что основными микропластиками в озерах и водохранилищах являются ПП (20.3%) и ПЭ (15.7%). Распространенность данных микропластиков в водных экосистемах главным образом объясняется объемами их мирового производства [16]. Например, потребность Европейского союза в различных пластиках уменьшается в следующем порядке ПЭ (29.8%) > ПП (19.3%) > ПВХ (10.0%) > ПЭТ (7.4%) > ПС (6.7%) [38]. Несмотря на меньшие объемы производства бóльшая распространенность ПС в водных системах (по сравнению с ПВХ и ПЭТ) может быть связана с тем, что его плотность близка к плотности воды (около 1.06 г/см³), тогда как ПВХ и ПЭТ имеют плотность порядка 1.4 г/см³ и склонны быстрее осаждаться в донные отложения [16].

Содержание микропластика в водных экосистемах. Пластиковые отходы составляют порядка 85% всего мусора в мировом океане. Содержание микропластика в реках и морях напрямую зависит от интенсивности антропогенной деятельности в регионе и может значительно отличаться. По оценкам, в поверхностных водах концентрация микропластика размером более 0.3 мм может варьироваться в широких пределах от 10^-3 до 10 частиц/л [16, 33]. В работе [33] оценена концентрация микропластика (размером более 250 мкм) в 38 озерах и водохранилищах, расположенных на разных континентах, которая составила 1.82 ± 0.37 частиц/м³; при этом в 21 озере концентрация составила менее 1 частиц/м³, в 14 озерах – от 1 до 5 частиц/м³ и в оставшихся трех озерах – более 5 частиц/м³. В исследовании [39] обнаружена значительно более высокая концентрация микропластика в озере Поянху (Китай), которая составила 5000–34000 частиц/м³. Исследование воды реки Шаосин (Китай) показало, что около 95% проб содержат микропластик в концентрации от 2000 до 71000 частиц/м³ [40]. При этом в работе [41] сообщается, что концентрация микропластика в реке Читарум (Индонезия) составляет всего лишь порядка 0.06 частиц/м³, тогда как в море, в которое впадает река, концентрация значительно выше – 3000 частиц/м³. Моря являются важным резервуаром для микропластика, где последний постоянно накапливается. Реки же могут переносить микропластик на значительные расстояния, при этом он постепенно оседает и накапливается в донных отложениях на пути течения реки [17]. Особенно выражено такое оседание и накопление в местах, где снижается скорость течения, большой размер и высокая плотность частиц микропластика также увеличивают скорость их оседания [42]. Например, для озер характерна относительно высокая скорость оседания микропластика и, как следствие, его накопление [43]. Показано [36], что содержание микропластика в донных отложениях р. Эльбы (Германия) в 600 тыс. раз выше, чем в воде, при этом содержание микропластика в донных отложениях уменьшается по ходу течения реки, тогда как содержание пластика в воде неизменно.

Воздействие микропластика на живые организмы. Микропластик может оказывать негативное воздействие на живые организмы при попадании в них. Токсичность микропластика может зависеть от размера, формы и химического состава микропластика. При производстве пластиков используются различные химические добавки (например, красители, пластификаторы, термостабилизаторы), которые также могут представлять угрозу для окружающей среды. Например, пластификаторы токсичны для животных и растений [44]. Помимо пластификаторов с микропластиком могут быть ассоциированы мономеры, олигомеры и прочие химические добавки, которые также токсичны. Помимо содержащихся токсичных компонентов микропластик за счет своей гидрофобной поверхности может сорбировать различные органические загрязнители, например полихлорированные бифенилы, дихлордифенилтрихлорэтан, полиароматические углеводороды и др. [45] и переносить их в водных экосистемах. Например, сообщается о накоплении в рыбах микропластика, загрязненного аценафтиленом, антраценом, бензоантраценом, бензофторином, бензопериленом, фенантреном и полиароматическими углеводородами [46]. Важно отметить, что совместное воздействие микропластика и ассоциированных с ним органических загрязнителей на обитателей вод может приводить к синергетическому эффекту и усилению негативного воздействия [47].

Микропластик обнаружен в водных обитателях различных трофических уровней: в лягушках [48] моллюсках [49–51], ракообразных [49, 52, 53], рыбе [49, 54–57], дельфинах [58]. Микропластик может попадать в организм как в результате его прямого поглощения, так и в результате поглощения одних видов водных обитателей другими. Например, показано, что рыбы до 11 раз больше поглощают микропластика вместе с мизидами (мелкими ракообразными), чем напрямую из воды [59], а плотоядные потребляют меньше микропластика, чем всеядные рыбы [58, 60]. Также выявлена взаимосвязь между формой микропластика и поглощением для разного вида рыб [46]. Сделано предположение, что рыба может предпочитать поглощать из донных отложений длинноволокнистый микропластик, а из толщи воды крупный фрагментированный микропластик [46].

Человек также подвержен поглощению микропластика как с питьевой водой, так и с морепродуктами [17, 57]. Предложена вероятностная модель воздействия микропластика на взрослых и детей, которая оценивает количество микропластика, накапливающегося в организме человека в течение жизни [61]. Попадая в организм, микропластик может проникать в кровь и лимфатическую систему и далее в органы, вызывая воспаления [62]. Микропластик размером менее 10 мкм может проникать в особо чувствительные органы, включая плаценту, печень и мозг, преодолевая клеточные мембраны и гематоэнцефалический барьер [63]. Например, окрашенный микропластик размером 5–10 мкм обнаружен в человеческой плаценте [64], что может вызывать негативное влияние на течение беременности [65].

Таким образом, оценка содержания микропластика в водных экосистемах является экологической важной задачей, решение которой необходимо для оценки степени загрязнения водных объектов, выявления источников загрязнения, а также потенциальных рисков для живых организмов, связанных с потреблением микропластика. Решение данной задачи главным образом лежит в области аналитической химии. В настоящее время не существует единого универсального аналитического подхода к выделению микропластика из природных вод и донных отложений, а также его дальнейшим идентификации и анализу. В настоящем обзоре обобщены существующие способы пробоотбора микропластика из природных вод и донных отложений и методы пробоподготовки.

ОТБОР ПРОБ ПРИРОДНЫХ ВОД И ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЙ ДЛЯ ОЦЕНКИ СОДЕРЖАНИЯ В НИХ МИКРОПЛАСТИКА

Пробоотбор является важным этапом оценки содержания микропластика в водных экосистемах. В данном разделе описаны основные способы отбора микропластика из природных вод и донных отложений.

Отбор водных проб. Как уже упоминалось, концентрация микропластика размером более 300 мкм в поверхностных водах может быть достаточно низкой (порядка 10^–3 частиц/л [16]), в связи с чем вопрос представительности отбираемой пробы является очень важным. Вследствие таких небольших содержаний микропластика авторы работы [16] считают, что минимальный объем представительный пробы воды должен составлять 500 л. Однако на практике объем пробы сильно варьируется (от 100 мл до 2000 л [66]) и зависит главным образом от способа пробоотбора.

Наиболее распространенным способом пробоотбора микропластика из природных вод являются сети, предназначенные для отбора планктона. Данные сети тралят с помощью лодок и собирают весь микропластик с размером, превышающим диаметр ячеек сети. Чаще всего используют нейстонные сети и сети Манта (рис. 1) с размером ячеек 333 мкм, которые позволяют отбирать микропластик из приповерхностного слоя воды [66]. Принципиальным различием между нейстонной сетью и сетью Манта является глубина отбора пробы. Сеть Манта (благодаря “плавникам” или поплавкам) обычно подходит для отбора из приповерхностного слоя на глубине до 15–25 см, тогда как нейстонная сеть способна работать в слое воды на глубине до 50 см [67]. В настоящее время сеть Манта наиболее часто используют для поверхностного отбора проб микропластика как из морских, так и пресных вод [67]. Также используют планктонные сети с меньшим размером ячеек (100 мкм). Важно отметить, что размер ячеек очень сильно влияет на количество отобранного микропластика. Например, использование сетки с размером ячеек 100 мкм позволило отобрать в 74 раза больше частиц микропластика, чем при использовании нейстонной сети (333 мкм) [68]. В работе [69] сравнили эффективность отбора микропластика с помощью сеток с размером ячеек 100, 333 и 500 мкм. Показано, что отбор проб с помощью сеток с размером ячеек 100 мкм приводит к увеличению концентрации микропластика в 2.5 и 10 раз по сравнению с использованием сеток с ячейками 333 и 500 мкм соответственно. Оценка концентрации микропластика в р. Сене (Париж) также показала большую эффективность сети с мелкой ячейкой [70]. В работе использовали планктонную (80 мкм) и нейстонную сети (333 мкм); авторы показали, что планктонная сеть позволила отобрать 30 частиц/м³, тогда как нейстонная сеть – всего лишь 0.35 частиц/м³. Однако планктонные сети с небольшим диаметром ячеек могут быстро забиваться органическим веществом и частицами, взвешенными в воде, что ограничивает объем отбираемой пробы [17, 66, 71]. Несмотря на то, что нейстонные сети не позволяют отбирать из морской воды микропластик размером менее 333 мкм, их использование рекомендовано Национальным управлением океанических и атмосферных исследований США [72] и технической подгруппой по морскому мусору Рамочной директивы морской стратегии Евросоюза (EU Marine Strategy Framework Directive (MSFD)) [73].

Рис. 1. Нейстонная сеть (а) и сеть Манта (б) для отбора микропластика из природных вод.

Помимо нейстонных сетей, для отбора микропластика используют насосы, которые позволяют отбирать пробы с различной глубины, тогда как нейстонные сети − только с приповерхностного слоя воды (до 0.5 м). Такие насосы можно устанавливать как на борту судна, так и на берегу. При использовании насосов пробы воды могут подаваться на каскадные фильтрационные установки, которые позволяют сразу получать несколько размерных фракций микропластика [66]. Также для отбора воды используют ведра или ковши, которыми воду черпают и затем пропускают через сито с необходимым размером ячеек [68].

Поскольку некоторые микропластики (например, ПЭ и ПП) имеют плотность ниже, чем плотность воды, они могут концентрироваться на ее поверхности. Для отбора поверхностного слоя воды (около 60 мкм) используется специальное устройство (рис. 2), представляющее собой вращающийся барабан, который касается поверхности воды и за счет сил поверхностного натяжения отбирает тонкую пленку с поверхности воды [74]. Однако данное устройство можно эффективно использовать только в безветренную погоду [74]. Данным способом отобраны микрочастицы ПЭ, ПП и ПС из поверхностного микрослоя морской воды в прибрежной зоне Сингапура [75].

Рис. 2. Устройство для отбора поверхностного микрослоя воды.

Еще один способ отбора микропластика из природных вод − проточное центрифугирование (или центрифугирование в непрерывном потоке). Данный способ позволяет непрерывно прокачивать большой объем воды через проточную центрифугу и удерживать взвешенные частицы. В работе [76] показана высокая эффективность проточного центрифугирования при выделении различных типов микропластика размером от 1 мкм до 1 мм и плотностью от 0.94 до 1.63 г/см³. Данный способ также был использован для отбора микропластика из р. Эльбы [77]. Кроме того, показана эффективность проточного центрифугирования для отбора нанопластика (менее 1 мкм) [78]. Помимо проточного центрифугирования, авторы показали высокую эффективность гидроциклонов для отбора микропластика из природных вод [77]. По своей конструкции и принципу действия гидроциклоны сходны с обычными циклонами с тем лишь отличием, что на вход гидроциклона подается не воздушный поток, а суспензия.

Наиболее простым способом пробоотбора микропластика из поверхностных вод является отбор воды с помощью бутылок. Обычно для этого используют предварительно подготовленные (очищенные) пластиковые или стеклянные бутылки. Например, в работе [79] для отбора проб воды использовали пластиковые бутылки объемом 100 мл. Необходимо отметить, что использование пластиковой тары может приводить к загрязнению пробы, поэтому рекомендуется использовать стеклянные или металлические сосуды. В целом одним из недостатков такого способа пробоотбора является недостаточная представительность пробы вследствие ее ограниченного объема. В работе [80] сравнивали эффективность отбора микропластика нейстонной сетью (335 мкм) и стеклянной бутылкой (1 л). Показано, что при отборе пробы воды в бутылку выделено на три порядка больше частиц микропластика (5.9 частиц/л), чем нейстонной сетью (0.005 частиц/л). Отобранные в бутылку частицы микропластика характеризовались наличием мелкой фракции, а доля неволокнистых частиц была выше, чем при отборе проб нейстонной сетью. Таким образом, нейстонные сети не позволяют достоверно оценить степень загрязнения воды мелким микропластиком (менее 333 мкм) и тем более нанопластиком. Необходимо отметить, что поскольку численная концентрация (число частиц в единице объема) микропластика увеличивается с уменьшением размера частиц, проба небольшого объема (до 1 л) может быть вполне представительной для микропластика небольшого размера (менее 100 мкм) или для нанопластика.

Вопрос представительности пробы, конечно, является важным с точки зрения аналитической химии. Использование нейстонных сетей − это хороший и достаточно простой (хотя и требует наличия лодки) способ пробоотбора, позволяющий отбирать пробы большого объема (более 0.5 м³). Однако данный способ имеет ограничение, связанное с размером отбираемых частиц микропластика, что не позволяет оценить содержание частиц микропластика размером, например, менее 0.3 мм. Использование проточного центрифугирования для отбора микропластика позволяет отбирать частицы размером от 1 мкм до 1 мм и при этом прокачивать пробы воды объемом не менее 1 м³ [71]. Однако проточное центрифугирование требует применения сложного и дорогостоящего оборудования, что ограничивает широкое применение данного способа. Отбор проб воды в бутылки является простым и надежным способом отбора микропластика, который не приводит к дискриминации мелких фракций микропластика, однако оценка представительности таких проб все-таки требует особого внимания исследователей.

Отбор проб донных отложений. Как правило, для пробоотбора донных отложений используют различного размера бокскореры (дночерпатели) или грейферные пробоотборники (ковши), которые устанавливаются на суднах и позволяют отбирать пробы различного объема с различной глубины [66, 71, 81]. Бокскорер представляет собой пробозаборную коробку, в нижней части которой располагаются одна или две створки; после соприкосновения с дном створки закрываются с помощь специального механизма, отбирая верхний слой донных отложений, после чего бокс с пробой донных отложений поднимается на судно. Грейферный ковш представляет собой две створки, которые с помощью специального механизма закрываются при соприкосновении с дном и отбирают пробу донных отложений. Фото бокскорера и грейферного ковша представлены на рис. 3. Ковши и бокскореры изготавливают из металла.

Рис. 3. Фотографии бокскорера (а) и грейферного ковша (б) для отбора донных отложений.

При отборе донных отложений представительность проб не менее важна, чем при отборе водных проб. В работе [66] сообщается, что по данным различных исследований масса и объем отобранных проб донных отложений значительно варьируется (от 25 г до 3 кг), при этом масса проб может указываться как для мокрых донных отложений, так и для высушенных. Согласно рекомендациям Национального управления океанических и атмосферных исследований США [72] необходимо отбирать 400 г донных отложений с последующим высушиванием и взвешиванием для оценки содержания сухого вещества. Нужно отметить, что содержание микропластика зависит и от глубины отбора донных отложений. Например, в работе [82] показано, что верхний слой (до 5 см) пляжного песка содержит больше микропластика, чем верхние 10 см. В соответствии с рекомендациями технической подгруппы по морскому мусору Рамочной директивы морской стратегии Евросоюза (MSFD) необходимо отбирать верхние 5 см донных отложений [73].

Что касается пляжей, то на них пробы обычно отбирают металлическими лопатами, шпателями, ложками и т.п. предпочтительно не в пластиковую тару, чтобы избежать возможного загрязнения проб [81]. Авторы рекомендуют отбирать на пляжах пробы верхнего слоя песка (5 см) общим объемом около 4.5 л с помощью металлической лопаты в предварительно подготовленную и очищенную стеклянную тару [83].

ПРОБОПОДГОТОВКА

Основной задачей стадии пробоподготовки является отделение микропластика от всех мешающих компонентов природных вод и донных отложений, которые были отобраны вместе с микропластиком. К таким мешающим компонентам относятся твердые минеральные частицы и органическое вещество как растительного, так и животного происхождения. Отделение микропластика от данных мешающих компонентов пробы является важнейшей стадией, необходимой для последующей корректной идентификации и анализа. В целом методы выделения микропластика можно разделить на четыре группы:

• методы разделения частиц по размеру;
• методы разделения частиц по плотности;
• методы, основанные на разложении природного органического вещества пробы;
• нетрадиционные методы выделения микропластика (выделение в масляную фазу).

Как правило, вследствие сложности и многокомпонентности образцов природных вод и донных отложений для выделения микропластика применяют комплекс упомянутых выше взаимодополняющих методов. Методы разделения частиц по плотности нацелены на удаление из отобранных проб минеральных частиц, а методы, основанные на химическом разложении проб, применяют для удаления органического вещества. Методы разделения по размеру используют в качестве вспомогательных как при разделении по плотности, так и при химическом разложении проб. В данном разделе подробно рассмотрена каждая группа методов.

Разделение частиц по размеру. Методы разделения частиц по размеру, такие как просеивание или фильтрации, всегда используют при пробоподготовке микропластика. Стоит отметить, что используемые на стадии пробоотбора нейстонные сети по сути выделяют микропластик из воды на основании его размера. Основная задача методов разделения частиц по размеру состоит в уменьшении объема проб воды или донных отложении для дальнейшего разделения по плотности или разложения природного органического вещества. Кроме этого, методы разделения по размеру используют в качестве вспомогательных при разделении частиц по плотности или при химическом разложении проб.

Просеивание является наиболее часто используемым методом выделения микропластика из проб воды и донных отложений, позволяющим убрать фракцию мелких частиц [84]. Как правило, для этого используют либо одно сито, либо каскад из нескольких сит, размер ячеек которых в зависимости от исследовательских задач может варьироваться в широком диапазоне (от 38 мкм до 4.75 мм) [85]. Обычно используют сита из нержавеющей стали или меди.

Помимо сит, для выделения микропластика из проб воды и супернатанта донных отложений используют мембранные фильтры [66, 84]. Наиболее часто применяют фильтры из стекловолокна, а также мембранные фильтры из нитроцеллюлозы и поликарбоната [84, 85]. Размер пор фильтров может варьироваться от 0.45 до 20 мкм [86, 87]. Несмотря на свою простоту, существенным недостатком мембранной фильтрации является ее невысокая эффективность вследствие забивания пор мембраны [88]. Частично забивания пор можно избежать с помощью предварительного отстаивания пробы для отделения более тяжелых частиц, предварительной фильтрации или использования флокулянтов [88].

Разделение частиц по плотности. Микропластик можно отделить от минеральных частиц, основываясь на разнице их плотностей [66, 71]. Такое разделение особенно актуально при исследовании проб донных отложений вследствие большого количества в них минеральных частиц. Принцип метода заключается в диспергировании (перемешивании, встряхивании или аэрации) образцов донных отложений в концентрированных или насыщенных растворах различных солей, в результате чего более плотные минеральные частицы (порядка 2.65 г/см³) оседают, а менее плотные частицы микропластика (как правило, 0.9–1.4 г/см³) концентрируются на поверхности суспензии и могут быть отделены при помощи делительной воронки или декантации.

Для такого разделения чаще всего используют растворы NaCl, CaCl₂, NaI, NaBr, ZnBr₂, ZnCl₂. Хлорид натрия является наиболее доступным, дешевым и нетоксичным реагентом для выделения микропластика небольшой плотности, например ПЭ (0.90–0.97 г/см³) и ПП (0.90–0.91 г/см³). Следует отметить, что использование NaCl рекомендовано Национальным управлением океанических и атмосферных исследований США [72], а также технической подгруппой по морскому мусору Рамочной директивы морской стратегии Евросоюза [73]. Насыщенный раствор NaCl (1.2 г/см³) впервые использован для выделения микропластика из донных отложений Томпсоном и соавт. [3]. Авторы добавляли донные отложения в насыщенный раствор NaCl, перемешивали в течение 30 с и спустя 2 мин фильтровали супернатант для последующей идентификации и анализа. Этот же способ выделения микропластика из донных отложений использовали в работе [89]. В работе [90] применяли этот подход с небольшими модификациями: 1 кг влажных донных отложений добавляли в 3 л насыщенного раствора NaCl, перемешивали в течение 2 мин и спустя 2 ч после осаждения минеральных частиц супернатант, содержащий микропластик, пропускали через сито (38 мкм). В работе [91] для извлечения микропластика также брали 1 кг донных отложений, однако перемешивание в растворе NaCl вели в течение 1–2 ч и затем после 15 мин отстаивания фильтровали супернатант. Таким образом, время перемешивания и отстаивания суспензии варьируется от исследования к исследованию и зависит от размерного распределения донных отложений. Для увеличения эффективности выделения микропластика помимо перемешивания может использоваться аэрация суспензии, т.е. прокачивание через нее воздуха, что способствует подъему менее плотных частиц микропластика к поверхности [92, 93]. Кроме этого, для повышения эффективности выделения можно повторять процедуру выделения несколько раз. Например, показано, что эффективность извлечения ПП из проб донных отложений с использованием раствора NaCl может достигать 61, 83 и 93% после одно-, двух- и трехкратного повторения процедуры выделения соответственно [88].

Несмотря на свою доступность и экологичность, раствор NaCl менее эффективен для выделения плотных микропластиков, например ПВХ или ПЭТ, плотность которых составляет около 1.4 г/см³; в таком случае используют растворы других неорганических солей более высокой плотности. Например, для выделения микропластика из донных отложений Балтийского моря у берегов Германии использовали раствор CaCl₂ плотностью 1.35 г/см³ [93]. Показано, что эффективность выделения микропластика увеличивается с увеличением плотности солевого раствора [94]. Так, NaCl (1.2 г/см³) обеспечивает более низкую степень выделения (80–95%, за исключением ПВХ и ПЭТ) по сравнению с NaBr (1.4 г/см³), NaI (1.6 г/см³) и ZnBr₂ (1.7 г/см³), а также низкую повторяемость результатов [94]. Степень выделения раствором NaCl наиболее плотных ПВХ и ПЭТ (плотность около 1.4 г/см³) размером 800–1000 мкм имеет особенно низкие значения, которые составили порядка 65–70%. Самые плотные растворы NaI и ZnBr₂ показали самую высокую эффективность выделения микропластика (90–99% в зависимости от размера микропластика), а также высокую повторяемость результатов [94]. Кроме этого, показано, что для достижения указанной эффективности выделения с использованием NaCl необходимо трижды повторить процедуру, тогда в случае NaI и ZnBr₂ достаточно лишь одной процедуры выделения. Раствор NaI (1.8 г/см³) также успешно применяли для выделения микропластика из “морского снега” [95], который представляет собой смесь частиц остатков животных, фекалий, фитопланктона, бактерий и неорганических частиц.

Предложен портативный сепаратор микропластика из донных отложений и показана его 95.8%-ная эффективность с использованием раствора соли цинка (ZnCl₂, плотность 1.5 г/см³) [96]. Сепаратор представляет собой трубку, разделенную посередине шаровым клапаном; после осаждения минеральных частиц и всплывания микропластика клапан перекрывается, и супернатант, содержащий микропластик, может сливаться для дальнейшего исследования (рис. 4). Для разделения с использованием данного портативного сепаратора брали 30–50 г сухих донных отложений и 700 мл раствора ZnCl₂.

Рис. 4. Схематическое изображение процедуры выделения микропластика с помощью портативного сепаратора.

Имхов и соавт. [97] также сконструировали сепаратор для выделения микропластика из донных отложений (Munich Plastic Sediment Separator (MPSS)) и показали высокую эффективность (95.5–100%) раствора ZnCl₂ (1.6–1.7 г/см³) при выделении мелкого и крупного микропластика (рис. 5). В отличие от упомянутого выше портативного сепаратора, данное устройство позволяет выделять микропластик из донных отложений объемом до 6 л. В процессе разделения частицы микропластика в сепараторе конической формы всплывают и концентрируются в небольшой съемной камере объемом 68 мл. После разделения данная съемная камера может быть напрямую соединена с системой вакуумной фильтрации для осаждения микропластика на фильтр [97].

Рис. 5. Фото сепаратора микропластика из донных отложений MPSS. (а) Сепаратор, состоящий из двигателя, приводящего в движение мешалку, контейнера для донных отложений, конической колонны и разделительной камеры со встроенным фильтродержателем и камерой для образца; (б) разделительная камера с установленным фильтродержателем; (в) разделительная камера с отсоединенным фильтродержателем; (г) разделительная камера в режиме фильтрации; (д) стойка, контейнер для донных отложений и двигатель; (е) контейнер для донных отложений с мешалкой.

В целом по данным работы [98] средняя эффективность выделения микропластика растворами NaCl, NaI и ZnCl₂ составляет 81, 98 и 91% соответственно. При этом для полимеров низкой плотности показана самая высокая эффективность выделения (например, 93% ПП, 96% ПЭ и 95% ПС) и, наоборот, для полимеров высокой плотности – более низкая (73% ПЭТ, 84% ПВХ) [98]. К недостаткам использования данных солей можно отнести их высокую стоимость, а в случае солей цинка еще и токсичность. Что касается высокой стоимости, то предложен подход для восстановления отработанного раствора NaI, что позволяет его использовать повторно и таким образом сделать применение NaI экономически обоснованным [99]. В целом для извлечения микропластика различной плотности наиболее предпочтительным является применение растворов NaI вследствие его достаточно высокой плотности, безопасности и возможности повторного использования.

Для снижения экономических затрат на выделение микропластика из донных отложений предложено применять двухстадийную процедуру выделения [92]. На первой стадии (стадии элютриации) используют раствор NaCl для уменьшения объема пробы и затем, на второй стадии, применяют более плотный раствор NaI [92]. Стадия элютриации является стадией предварительного разделения. На стадии элютриации в вертикально расположенную колонку с донными отложениями снизу вверх подают поток раствора NaCl, увлекающий за собой менее плотные частицы микропластика вместе с частью минеральных частиц в верхнюю часть колонки, где они собираются на сите [100]. Далее собранные на сите частицы разделяют при помощи раствора NaI. Авторы сообщают, что такой подход позволяет на 80% снизить массу исходного образца донных отложений и соответственно расходы NaI [92]. В работе [101] такое двухстадийное разделение (элютриация и последующее выделение раствором NaI) позволило на 23 и 39% увеличить эффективность выделения из донных отложений волокон и гранул соответственно, а также на 100% увеличить эффективность выделения ПВХ. Данный подход также применяли для выделения микропластика из донных отложений близ о. Нордерней (Германия) [102]. Необходимо упомянуть, что элютриацию используют и как самостоятельный подход к выделению микропластика. Например, в работе [93] выделяли микропластик из донных отложений в насыщенном растворе NaCl. Сначала авторы перемешивали и аэрировали донные отложения в растворе NaCl и получали супернатант, обогащенный микропластиком. Далее с помощью насоса закачивали в стакан с донными отложениями свежий раствор NaCl и отбирали переливающуюся через край стакана суспензию, содержащую микропластик, которую затем фильтровали [93].

Помимо уже упомянутых часто применяющихся растворов солей, описано использование насыщенных растворов формиата калия (HCOOK, плотность 1.5 г/см³) [103]. При помощи раствора HCOOK выделяли микропластик из донных отложений отдаленных озер Тибетского нагорья и в результате обнаружили ПЭ, ПП, ПС, ПЭТ и ПВХ [103]. Для выделения микропластика применяли дигидрат вольфрамата натрия (Na₂WO₄ × 2H₂O) и поливольфрамат натрия (3Na₂WO₄ × 9WO₃ × 2H₂O), которые также образуют растворы необходимой плотности (1.4 г/см³) [104, 105]. В работе [104] показано преимущество Na₂WO₄ × 2H₂O при выделении микропластика из донных отложений по сравнению с NaCl (1.2 г/см³) и элютриацией, которые позволили выделить 210, 90 и 50 частиц/кг соответственно. Необходимо отметить, что применение Na₂WO₄ × 2H₂O легло в основу стандартизованного метода мониторинга микропластика в донных отложениях [83], тогда как поливольфрамат натрия как относительно дорогостоящий реагент не подходит для мониторинга микропластика в окружающей среде [71].

В работе [106] для выделения микропластика из модельных смесей, имитирующих взвешенное вещество природных вод, использовали более “экзотические” жидкие среды, такие как раствор сахара (1.1 г/см³) и оливковое масло (0.8–0.92 г/см³). Показано, что эффективность раствора сахара и оливкового масла достаточно низкая (64.7 и 79.2% соответственно) по сравнению с раствором ZnCl₂ (1.6 г/см³), эффективность которого составила 96.8% [106].

Форма и размер частиц микропластика также могут влиять на эффективность их выделения. В работе [98] установлено, что эффективность выделения микропластика в форме волокон, пены, пленок и фрагментов/гранул составляет в среднем 79, 65, 91 и 89% соответственно. Что касается размера микропластика, то авторы сообщают, что эффективность выделения микропластика увеличивается с увеличением размера частиц. Так, средняя эффективность выделения микропластика размером 0.05–0.5, 0.5–1 и 1–5 мм из сложных природных образцов составляет 73, 94 и 93% соответственно [98].

Методы, основанные на разложении природного органического вещества пробы. Особенностью проб природных вод и донных отложений является присутствие органического вещества (например, фито- и зоопланктона, остатков водных организмов, бактериальных пленок), которое может мешать выделению и идентификации микропластика. Для удаления органического вещества используют подходы, основанные на его химическом разложений. Наиболее часто для этих целей используют окислительное (67%) и щелочное (20%) разложение как индивидуально, так и совместно с другими подходами. Реже используют кислотное (9%) и ферментативное (6%) разложение [98].

Окислительное разложение. Обработка пероксидом водорода (H₂O₂) твердого остатка проб воды и донных отложений, выделенного с использованием методов разделения частиц по размеру и плотности, является эффективным способом удаления органического вещества. Установлено, что средняя эффективность окислительного разложения при удалении органического вещества из проб микропластика составляет 75% [98]. Чаще всего для разложения используют H₂O₂ с концентрацией 30–35% [92, 97], который может эффективно удалять органическое вещество, однако также используют и более низкие концентрации, например 15% [95], 10% [83] и 6% [107]. Важным параметром при этом является не только концентрация H₂O₂, но и температура и время разложения. Окислительное разложение проводят как при комнатной температуре [83, 92, 97], так и при повышенных температурах [107], вплоть до 100°С [108]. Продолжительность и температура обработки пробы H₂O₂ варьируется от работы к работе, при этом эффективность разложения, очевидно, зависит от количества и состава органического вещества в исследуемых пробах. Например, в работе [92] пробы донных отложений подвергали воздействию H₂O₂ (35%) при комнатной температуре в течение 7 дней, в работе [109] использовали обработку H₂O₂ (30%) в течение 24 ч, тогда как авторы работы [83] проводили обработку 10%-ным H₂O₂ в течение 18 ч. В работе [33] авторы обрабатывали собранный в озерах и водохранилищах нейстонной сетью микропластик 15%-ным H₂O₂ в течение 24 ч при 60°С. Сообщается [107] об эффективном удалении органического вещества при использовании 6%-ного H₂O₂ в течение 24 ч при 70°С. В работе [110] ступенчато увеличивали температуру разложения H₂O₂ (30%): сначала 1 ч при 60°С и затем 7 ч при 100°С.

Помимо чистого H₂O₂ для разложения органического вещества также используют реагент Фентона, который представляет собой смесь H₂O₂ (30%) и раствора, содержащего ионы Fe(II). В присутствии ионов Fe(II) пероксид водорода образует гидроксил-радикалы, которые являются сильными окислителями органических веществ. Использование реагента Фентона рекомендовано Национальным управлением океанических и атмосферных исследований США для удаления органического вещества из морских проб воды и донных отложений [72]. Для разложения к пробе добавляют 20 мл раствора Fe(II) и 20 мл H₂O₂ (30%), затем нагревают до 75°С и выдерживают до начала кипения раствора. Данный подход также используют для обработки проб пресных вод [106].

Для разложения органического вещества в природных пробах применяют также гипохлорит натрия (NaClO). В работе [111] сравнили разложение растительного органического вещества (листьев и веток) с использованием H₂O₂ (30 и 50%), реагента Фентона и раствора NaClO (7.5 и 10%). Показано, что NaClO обладает наибольшей эффективностью разложения органического вещества и при этом не вызывает деградацию микропластика. Показана высокая эффективность разложения растительного органического вещества при концентрациях NaClO 7.5 и 10% и 40–50°С. Последнее крайне важно, поскольку H₂O₂ и реагент Фентона характеризуются низкой эффективностью разложения дерева [112].

Важным требованием к стадии разложения органического вещества является устойчивость микропластика к используемым реагентам и условия разложения. В работе [92] сообщается об устойчивости ПВХ, ПЭТ, нейлона, АБС-пластика, поликарбоната (ПК), полиуретана, ПП, ПЭ к обработке проб 35%-ным H₂O₂ в течение 7 дней. В целом окислительное разложение H₂O₂ считается достаточно “мягким” и не приводит к сильной деградации микропластика в пробах (по сравнению, например, с кислотным или щелочным разложением), однако сообщается, что окислительное разложение может приводить к изменению ИК-спектров с преобразованием Фурье и спектров комбинационного рассеяния и таким образом осложнять последующую идентификацию микропластика [98, 112]. Что касается температуры разложения, то очевидно, что повышение температуры может усиливать деградацию микропластика. Рабочая температура для таких распространенных полимеров, как ПП, ПЭ, ПЭТ, ПВХ колеблется в диапазоне 50–100°С, однако рекомендуется, чтобы температура разложения не превышала 50–70°С [98]. Исследование [113] также показало, что окислительное разложение при температурах выше 70°С может приводить к деградации микропластика.

Щелочное разложение. По сравнению с методами окислительного разложения щелочи (KOH и NaOH) менее эффективны при разложении органического вещества растительного происхождения [111, 114]. Вследствие своей способности разлагать жиры и белки щелочи особенно эффективны при удалении органического вещества животного происхождения [98], которое в значительном количестве содержится в водных экосистемах. Показана высокая эффективность щелочей при разложении тканей рыб и перьев птиц [112]. Кроме того, щелочи часто используются для оценки содержания микропластика в организмах водных обитателей. Например, 10%-ный раствор KOH использовали для оценки содержания микропластика в рыбе Северного моря [115], а также рыбе и моллюсках, продаваемых в магазинах Макасара (Индонезия) и Калифорнии (США) [116]. В работе [117] установлено, что использование 10%-ного раствора KOH (24 ч при 60°С) позволяет эффективно разлагать ткани моллюсков, крабов и рыб и при этом не вызывает деградацию микропластика (за исключением ацетилцеллюлозы), тогда как 10 M раствор NaOH вызывает деградацию не только ацетилцеллюлозы, но и ПК и ПЭТ [117]. Однако в работе [118] отмечена частичная деградация ПВХ и ПЭТ (10–22%) в 10%-ном растворе KOH. Деградация ПЭТ, ПС и ПК в растворах NaOH и KOH наблюдалась в работах [111, 114]. Деградация ацетилцеллюлозы в 1 М растворе KOH (25°С) отмечена в работе [119]. Продемонстрировано [118], что 10%-ный раствор KOH (48 ч при 25–60°С) обладает наибольшей эффективностью (более 97%) при разложении тканей рыб по сравнению с 5 M раствором NaOH. Эффективность разложения гидроксидом натрия значительно зависит от температуры и увеличивается с 29 до 91% при возрастании температуры от 25 до 60°С. В работе [120] продемонстрирована эффективность 1 М раствора NaOH при повышенной температуре (1 ч при 60°С) при разложении тканей моллюсков.

По данным работы [98], средняя эффективность щелочного разложения при удалении органического вещества составляет 84%. В целом применение растворов KOH и NaOH достаточно эффективно при разложении органического вещества, при этом эффективность разложения возрастает при увеличении концентрации щелочи и температуры разложения. Гидроксид калия более эффективен при разложении органического вещества по сравнению с гидроксидом натрия. Поскольку щелочное разложение особенно эффективно при разложении органического вещества животного происхождения, его можно комбинировать с окислительным разложением при пробоподготовке сложных образцов, содержащих органическое вещество как растительного, так и животного происхождения.

Кислотное разложение. Для удаления органического вещества из проб микропластика также используют кислоты, чаще всего HNO₃ и HCl. Применение конц. HNO₃ (65%) при температурах выше 40°С (в течение 24 ч) позволяет почти на 100% удалять растительные остатки (частицы листьев и древесины) из проб микропластика [111]. Однако снижение температуры до 20°С приводит к снижению эффективности разложения до 74%. Снижение концентрации HNO₃ также приводит к снижению эффективности разложения органического вещества. Например, использование 20%-ной HNO₃ при 20°С снижает эффективность разложения с 74 до 20% [111]. В работе [108] показана высокая эффективность (80–90%) конц. HNO₃ (1 ч при 60°С) при разложении органического вещества растительного происхождения. Конц. HNO₃ и HCl также эффективны при разложении органического вещества животного происхождения, что показано на примере тканей моллюсков [121] и рыб [118, 122]. При этом соляная кислота менее эффективна при разложении органического вещества [66, 111]. Например, показано, что эффективность разложения растительного органического вещества в 10 и 37%-ной HCl (24 ч при температурах от 20 до 70°С) варьируется в диапазоне 25–65% с тенденцией к увеличению эффективности с повышением концентрации кислоты и температуры разложения [111].

Таким образом, сильные минеральные кислоты характеризуются высокой эффективностью разложения органического вещества как растительного, так и животного происхождения. Помимо органического вещества, кислоты могут растворять частицы раковин моллюсков, имеющие карбонатную основу [111]. Основным недостатком методов кислотного разложения является возможная деградация микропластика. Например, показано [111], что применение HNO₃ и HCl может приводить к полному растворению полиамида (ПА, или нейлона), а также деградации ПС и ПЭТ, что подтверждается результатами других работ [108, 117, 118, 122]. Кроме того, сообщается [118] о деградации (оплавлении и обесцвечивании) ПЭ, ПП и ПЭТ под действием HCl и HNO₃. С другой стороны, в работе [111] показано, что ПЭ, ПП, ПС и ПЭТ устойчивы к действию разб. и конц. HNO₃ и HCl при температурах от 20 до 70°С (за исключением ПС и ПЭТ, которые неустойчивы в присутствии 65%-ной HNO₃ при 60−70°С). Рекомендуется использовать невысокие температуры разложения (не выше 60°С), чтобы избежать или минимизировать деградацию микропластика. Например, несмотря на неустойчивость ПА к кислотам, он устойчив к действию 10%-ной HCl при 20°С [111]. Также показано, что замачивание ПЭ, ПС, ПЭТ, ПВХ в HNO₃ при комнатной температуре в течение 1 мес не привело к их значимой деградации за исключением нейлона [122].

Таким образом, азотная кислота характеризуется высокой эффективностью разложения органического вещества только при использовании концентрированных растворов, а также повышенной температуры разложения (более 40°С). Такие условия разложения могут негативно воздействовать на микропластик и вызывать его деградацию вплоть до полного разрушения, что приведет к заниженной оценке содержания микропластика в анализируемых пробах. В связи с этим не рекомендуется использование концентрированных кислот (65–69%-ная HNO₃, (15%-ная HCl) при пробоподготовке микропластика [98].

Ферментативное разложение. Использование ферментов − достаточно эффективный способ разложения органического вещества при подготовке проб микропластика. В отличие от методов химического разложения (окислительного, щелочного, кислотного), ферментативное разложение не предполагает использование опасных реагентов, а также не вызывает деградацию микропластика. Показана >97%-ная эффективность протеиназы К (2 ч при 50°С) при разложении проб зоопланктона [123]. Недостатком, например, протеиназы К является ее высокая стоимость. Однако для разложения органического вещества применяют и менее дорогостоящие используемые в промышленности ферменты. Например, фермент Corolase 7089 (1 ч при 60°С) показал эффективность 93 ± 10% при разложении тканей моллюсков [120]. В работе [124] сравнивали эффективность коллагеназы, папаина и трипсина при разложении тканей моллюсков (30 мин при 38−42°С), где трипсин показал наибольшую среднюю эффективность разложения (88%), тогда как средняя эффективность в случае коллагеназы и папаина составила 76 и 72% соответственно. При этом авторы не выявили никаких изменений в форме, цвете, размере частиц ПЭ, ПП, ПВХ, ПЭТ и ПА [124]. Часто для увеличения эффективности ферментативное разложение комбинируют с окислительным. Например, после разложения промышленной смесью ферментов (60 ч при 45°С) для удаления продуктов разложения пробу донных отложений обрабатывали 30%-ным H₂O₂ [125]. В работе [126] для разложения тканей рыбы использовали протеиназу К (500 мг/мл, 2 ч при 50°С) в растворе CaCl₂ (для активации фермента), после чего неразложившийся остаток в течение ночи обрабатывали 30%-ным H₂O₂ для разложения оставшегося хитина. При такой методике авторы достигли эффективности разложения 97%, при этом не наблюдали изменений в форме, цвете и размере частиц микропластика.

Предложено два подхода к ферментативному разложению органического вещества в природных образцах: базовый и универсальный [127]. Базовый 13-дневный протокол предназначен для разложения органического вещества проб морской воды и включает последовательную обработку проб ферментами и H₂O₂:

1. додецилсульфат натрия (1 день);
2. протеаза (1 день, pH 9, 50°С);
3. целлюлаза (4 дня, pH 5, 50°С);
4. 35%-ный H₂O₂ (1 день, 50°С);
5. хитиназа (5 дней, pH 5, 37°С);
6. 35%-ный H₂O₂ (1 день, 37°С).

Универсальный 12-дневный протокол позволяет работать с пробами более сложного состава (например, пробами пресных вод, донных отложений, сточных вод, тканей моллюсков, рыб). Данный протокол, помимо ряда прочих изменений, включает дополнительные стадии обработки пробы амилазой и липазой для разложения проб с большим содержанием липидов и полисахаридов, таких как пищевые продукты, биота, водные пробы с высоким содержанием органического вещества растительного происхождения, водорослей и т.д. [127].

Таким образом, ферментативное разложение является достаточно эффективным способом удаления органического вещества из проб микропластика, однако этот способ мало распространен в настоящее время. Вероятно, способы ферментативного разложения органического вещества требуют дальнейшего развития с точки зрения снижения стоимости используемых ферментов, уменьшения времени разложения, а также увеличения эффективности разложения без использования дополнительных стадий разложений (например, H₂O₂). Кроме того, стоит отметить, что применение различных ферментов может требовать различных условий разложения (температуры и pH) на каждой стадии, что усложняет процедуру разложения в целом.

Выделение в масляную фазу. Интересный способ извлечения микропластика из проб воды и донных отложений − выделение с помощью масла. Принцип выделения основан на олеофильности микропластика и способности переходить из водной фазы в масляную. Впервые данный способ использован в работе [125], в которой авторы показали высокую эффективность (в среднем 96.1%) рапсового масла (канолы) при извлечении микропластика различной плотности и формы. В том числе показана высокая эффективность выделения ПВХ (94.9%) и волокон (92.7%). Для выделения брали 50 г донных отложений и диспергировали в 100 мл воды, затем добавляли 5 мл масла, встряхивали в течение 30 с и после расслоения эмульсии отделяли масляную фазу с помощью делительной воронки. Далее масло, содержащее микропластик, фильтровали и промывали спиртом для удаления остатков масла, мешающего последующему анализу микропластика. Авторы сравнили выделение микропластика с помощью масла с выделением в растворах СaCl₂ (1.35–1.4 г/см³) [90] и NaI (1.8 г/см³) [85], которые показали меньшую эффективность – 69.0 и 83.3% соответственно. Помимо высокой эффективности, выделение микропластика с помощью масла является относительно быстрым, недорогим и экологически безопасным способом [125]; авторы также продемонстрировали эффективность выделения микропластика с помощью масла из проб морской воды. Предложенный подход использовали в работе [128] для выделения микропластика из проб донных отложений р. Св. Лаврентия (Канада); авторы показали, что концентрация микропластика в речных донных отложениях варьируется в диапазоне 65–7562 частиц/кг (в среднем 832 частиц/кг).

Предложена методика выделения микропластика из проб взвешенных частиц морской и речной воды, отобранных нейстонной сетью, а также из проб морских донных отложений с применением касторового масла [129]. Сначала изучили эффективность методики путем выделения искусственно добавленного микропластика (ПП, ПС, ПЭТ и полиметилметакрилат) в природные образцы и установили, что средняя эффективность извлечения микропластика составила 99 ± 4%. Помимо эффективности выделения микропластика, авторы оценили возможности уменьшения объема пробы при использовании предложенной методики. Показана возможность уменьшения объема пробы на 91–97% для дальнейшего исследования. Авторы также оценили эффективность извлечения нативного микропластика из взвешенного вещества р. Рейн [129]. Использование предложенной методики позволило выделить 74 ± 13% микропластика из взвешенного вещества р. Рейн. Авторы считают, что использование касторового масла предпочтительнее рапсового (канолы) вследствие большей вязкости первого, что позволяет формировать более толстую оболочку вокруг частицы микропластика и таким образом снижать общую плотность модифицированной частицы, благодаря чему микропластик быстрее всплывает [129].

Помимо прямого выделения микропластика в масляную фазу, масло используется для повышения эффективности разделения частиц по плотности. Например, в работе [126] для выделения микропластика из донных отложений Северного моря у берегов Нидерландов применяли классический подход, основанный на использовании насыщенного раствора NaCl (1.2 г/см³), при этом для повышения эффективности выделения в последний добавляли каплю оливкового масла.

В работе [130] сравнили несколько методов выделения микропластика из донных отложений, включая разделения по плотности в воде, масле [106], NaCl [3], NaI [101], а также в NaCl c каплей масла [126] и в системе вода−масло [125]. В результате для неплотных микропластиков (ПЭ) эффективность выделения чистым маслом (без воды, система твердое вещество−масло) оказалась самой низкой (37 ± 32%), тогда как для остальных способов составила 84 ± 17%. Для более плотных микропластиков (ПА, полиэфирсульфона и ПЭТ) вода и чистое масло (без воды, система твердое вещество−масло) показали очень низкую степень извлечения (в среднем 6%), тогда как системы NaI−масло и NaCl−масло оказались наиболее эффективными: 71 ± 17 и 46 ± 26% соответственно. Система вода−масло и раствор NaCl показали промежуточное значение эффективности выделения плотных микропластиков – 26 ± 20 и 29 ± 22% соответственно [130].

Способ выделения микропластика с помощью масла имеет ограничение, связанное с органическим веществом, покрывающим как минеральные частицы, так и частицы микропластика. Такие биопленки на поверхности частиц снижают эффективность выделения микропластика, поэтому в таких случаях рекомендуется предварительно разлагать органическое вещество в пробах, например с помощью H₂O₂ или ферментов [125, 129].

* * *

В обзоре подробно описаны существующие подходы к отбору и подготовке проб воды и донных отложений при оценке содержания в них микропластика. Пробоотбор является важным этапом оценки содержания микропластика в окружающей среде. При пробоотборе важным фактором является представительность отбираемой пробы, что особенно важно при отборе проб воды. Несмотря на частое применение, нейстонные сети, к сожалению, приводят к значительному занижению содержания микропластика в природных водах вследствие дискриминации частиц размером менее 333 мкм. В то же время использование сетей с меньшим размером ячеек может приводить к их быстрому забиванию и снижению эффективности пробоотбора. Использование насосов и сит с этой точки зрения более предпочтительно, поскольку позволяет использовать сита с меньшим размером ячеек и при этом контролировать скорость потока для оценки концентрации микропластика в пробе. Вместо насосов можно использовать бутылки/банки/ведра определенного объема и необходимые объемы воды пропускать через сита. Отбор проб небольшого объема с помощью бутылок является простым и надежным способом отбора микропластика, который не приводит к дискриминации мелких фракций, однако оценка представительности таких проб требует особого внимания исследователей. Что касается донных отложений, то выбор способов пробоотбора не так разнообразен. Как правило, используют бокскореры или грейферные ковши. А для отбора пляжного песка применяют металлические ложки, шпатели, совки, лопаты, при этом для обеспечения представительности пробы рекомендован отбор поверхностного слоя (2–3 см) с площади 50 × 50 см.

Для удаления природного органического вещества из твердого остатка проб воды и донных отложений наиболее предпочтительным является метод окислительного разложения, например, с использованием 30–35%-ного H₂O₂, реагента Фентона и NaClO. Окислительное разложение позволяет достаточно эффективно удалять органическое вещество растительного происхождения из проб воды и донных отложений и при этом практически не вызывает деградацию микропластика, что важно для последующей идентификации. Повышение температуры увеличивает эффективность разложения, однако не рекомендуется длительное разложение при температурах выше 50°С из-за возможной деградации микропластика. Для разложения органического вещества животного происхождения наиболее эффективным является использование 10%-ного раствора KOH. Использование концентрированных кислот, несмотря на свою эффективность, не рекомендуется для разложения природного органического вещества вследствие деградации микропластика. Методы ферментативного разложения достаточно эффективны при разложении органического вещества и не вызывают деградацию микропластика, однако занимают больше времени и являются более сложными в исполнении по сравнению с методами химического разложения с точки зрения контроля температуры и pH.

Для отделения микропластика от минеральной фазы пробы наиболее предпочтительным является сочетание экологически безопасных насыщенных растворов NaCl и NaI, которое обеспечивает высокую эффективность выделения микропластика. Использование только насыщенного раствора NaCl (1.2 г/см³) также вполне оправданно для выделения микропластика, поскольку обеспечивает хорошую эффективность выделения при минимальных экономических затратах.

Перспективным направлением является дальнейшее развитие и разработка новых эффективных методик выделения микропластика из природных вод и донных отложений на основе системы вода−масло. Олеофильные свойства микропластика могут позволить создать методику селективного выделения микропластика из сложных многокомпонентных природных образцов при помощи двухфазных жидкостных систем типа вода−масло. Помимо достаточно высокой эффективности, использование натуральных растительных масел экологически безопасно и экономически привлекательно.

В табл. 1 приведены примеры использования различных способов пробоотбора, а также методов пробоподготовки и идентификации при оценке содержания микропластика в природных водах и донных отложениях.

Таблица 1. Примеры использования различных способов пробоотбора, а также методов пробоподготовки и идентификации при оценке содержания микропластика в природных водах и донных отложениях

ФИНАНСИРОВАНИЕ РАБОТЫ

Работа выполнена при поддержке гранта Российского научного фонда № 23–13–00263. Работа соответствует тематике Госзадания ФГБУН “Институт геохимии и аналитической химии им. В. И. Вернадского Российской академии наук”.

КОНФЛИКТ ИНТЕРЕСОВ

Автор данной работы заявляет, что у него нет конфликта интересов.

About the authors

M. S. Ermolin

Author for correspondence.
Email: ermolin@geokhi.ru
Russian Federation, 119991 Moscow

References

Supplementary files

Supplementary Files

Action

1. JATS XML

Download

2. Fig. 1. Neuston net (a) and Manta net (b) for collecting microplastics from natural waters.

Download (71KB)

Indexing metadata

3. Fig. 2. Device for sampling the surface microlayer of water.

Download (126KB)

Indexing metadata

4. Fig. 3. Photographs of a box corer (a) and a grab bucket (b) for collecting bottom sediments.

Download (165KB)

Indexing metadata

5. Fig. 4. Schematic representation of the procedure for separating microplastics using a portable separator.

Download (211KB)

Indexing metadata

6. Fig. 5. Photo of the MPSS sediment microplastic separator. (a) The separator consists of a motor driving a stirrer, a sediment container, a conical column, and a separation chamber with an integrated filter holder and sample chamber; (b) the separation chamber with the filter holder installed; (c) the separation chamber with the filter holder removed; (d) the separation chamber in filtration mode; (e) the stand, sediment container, and motor; (e) the sediment container with a stirrer.

Download (341KB)

Indexing metadata