Entierro sustancial de microplásticos terrestres en el embalse de las Tres Gargantas, China

Comunicaciones Tierra y Medio Ambiente volumen 4, Número de artículo: 32 (2023) Citar este artículo

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Las represas hidroeléctricas afectan el transporte de microplásticos desde los ríos hasta el océano. El río Yangtze es una gran fuente de plásticos para el océano. Aquí, informamos las concentraciones y composiciones de microplásticos en una variedad de fracciones de tamaño para muestras de sedimentos recolectadas en los tramos superior e inferior de la presa de las Tres Gargantas en 2008, 2015, 2019 y 2020. Encontramos un aumento gradual en la abundancia de microplásticos con el tiempo, con Retención preferencial de microplásticos de pequeño tamaño (<300 μm) en los sedimentos del embalse de la presa. Los microplásticos pequeños representaron aproximadamente entre el 44 y el 90 % de los microplásticos identificados y el 82 % de todas las partículas de polietileno, que eran el tipo de polímero dominante. Nuestra estimación de la carga total de masa plástica en los sedimentos del embalse sugiere que la presa de las Tres Gargantas retiene hasta 8048 ± 7494 toneladas año-1 de microplásticos en los sedimentos, lo que equivale al 47 ± 44% del flujo de microplásticos del río Yangtze hacia el océano.

Actualmente vivimos en la 'época del plástico' con la presencia ubicua de microplásticos en la Tierra1,2,3,4,5. El medio marino es motivo de especial preocupación debido a su alta contaminación por microplásticos6,7,8; se estima que el aporte mundial de plástico al océano asciende a aproximadamente 10 millones de toneladas por año8,9. El aporte terrestre es la principal fuente de microplásticos marinos10 y contribuye entre el 64 y el 90 % del aporte total de plástico a los océanos8,11,12. Se han construido grandes represas en todo el mundo para la generación de energía hidroeléctrica, el control de inundaciones y el transporte marítimo, lo que ha provocado la fragmentación de los sistemas fluviales globales de flujo libre13,14. Los embalses que se forman aguas arriba de las represas disminuyen la velocidad del flujo, aumentan el tiempo de residencia hidráulica, atrapan cantidades de sedimentos que aumentan anualmente y posteriormente alteran las huellas de los contaminantes15,16. El enriquecimiento de microplásticos en el agua superficial de los embalses cerca de las represas17 confirma la necesidad apremiante de determinar el impacto de la construcción de represas en el desequilibrio de masa entre los desechos plásticos que ingresan al océano y los observados en el océano1. El entierro de microplásticos en sedimentos es un importante sumidero de plástico en ambientes marinos y terrestres5,18,19. Se sabe que las represas exacerban la acumulación de contaminantes orgánicos20, metales pesados15, nitrógeno y fósforo21. Sin embargo, se desconoce en gran medida el efecto de las represas sobre los microplásticos sedimentarios.

Hasta la fecha, la investigación sobre la contaminación por microplásticos en embalses es escasa19,22,23,24,25,26,27. Solo 35 de 183 publicaciones existentes sobre microplásticos de agua dulce informaron contaminación por microplásticos en la región del embalse hasta agosto de 202125,26. Además, los tamaños y categorías de polímeros de los microplásticos no están bien restringidos en la mayoría de los estudios previos. Existen incertidumbres sustanciales en las evaluaciones de la carga de microplásticos por interceptación de presas y una explicación para el desequilibrio global de masa de microplásticos es inadecuada. Esto puede deberse, en parte, a la negligencia de los microplásticos de pequeño tamaño, los pequeños tamaños de las muestras y la falta de una estrecha integración entre los tamaños y los tipos de polímeros. Un registro anterior ha informado de la acumulación preferencial de microplásticos de pequeño tamaño (definidos aquí como <300 μm28,29,30,31) en sedimentos fluviales28. Como tal, las crecientes reservas de microplásticos en los sedimentos de los embalses sugieren que las represas pueden atrapar selectivamente grandes cantidades de microplásticos de pequeño tamaño.

El río Yangtze es el tercer río más grande del mundo y el mayor aporte de microplásticos oceánicos en todo el mundo10. La Presa de las Tres Gargantas (TGD), ubicada en Yichang a lo largo del río Yangtze, es el proyecto hidroeléctrico más grande del mundo. Los datos de contaminación por microplásticos del embalse de las Tres Gargantas (TGR) desde la etapa de operación inicial hasta la etapa de operación estable son muy valiosos y aún no se han informado. Aquí, llevamos a cabo cuatro campañas de muestreo en 2008, 2015, 2019 y 2020 para determinar la preferencia de acumulación y los patrones de reorganización de los microplásticos durante las diferentes etapas de almacenamiento de agua (Figura 1 complementaria). Durante julio y agosto de 2020, el TGD descargó una inundación en toda la cuenca con cinco picos de inundación. Para investigar el lavado y la reorganización de microplásticos provocados por las inundaciones, comparamos la contaminación de microplásticos en todos los tamaños y categorías de polímeros en 2019 y 202012. Luego estimamos la carga masiva general de todos los microplásticos en el TGR. Sobre la base de estos resultados, nuestro estudio proporciona nuevos conocimientos sobre el papel principal de las represas en la regulación de los flujos de microplásticos hacia el océano. Nuestros datos durante un período de 12 años son de crucial importancia para el estudio de microplásticos.

En 2020, los microplásticos estaban omnipresentes en los 23 sitios de muestreo y se recuperaron un total de 2275 partículas de microplásticos (Tabla complementaria 1). Los polímeros obtenidos se identificaron principalmente como polietileno (PE), polipropileno (PP) y celulosa, con diámetros mínimos que oscilaron entre 30 y 3330 μm. Las concentraciones de microplásticos en diferentes sitios oscilaron entre 1.031 y 63.081 artículos kg-1.

Se observó una gran heterogeneidad espacial en diferentes tramos de ríos dentro de TGR (Fig. 1). Específicamente, el tramo inferior ejerció una concentración de microplásticos mucho menor (17,172 ± 8604 artículos kg-1) que los tramos superior (24,731 ± 7128 artículos kg-1) y medio (28,697 ± 21,052 artículos kg-1) de TGR. Esto puede explicarse por una variedad de factores, incluida la interferencia de las actividades humanas, los cambios en las condiciones hidrológicas, la contaminación de las actividades agrícolas y la afluencia de contaminación por microplásticos aguas arriba provenientes del agua, los sedimentos y los suelos ribereños22,27. Curiosamente, las concentraciones de microplásticos aumentaron al disminuir la distancia desde la presa dentro del tramo inferior en TGR (Fig. 1). Esto es comprensible, ya que el TGD bloquea la descarga de microplásticos y ralentiza el flujo de agua en el TGR, especialmente en los sitios cercanos a la presa. La velocidad del flujo más lenta facilita la deposición de microplásticos en la columna de agua cercana a la presa y el amontonamiento de microplásticos sedimentarios5,32.

En la figura principal se muestran las concentraciones de microplásticos de las fracciones de 100 a 300 y de 300 a 5000 μm. Está señalizada la ubicación de la presa y la división de las zonas de aguas arriba y aguas abajo, así como los tramos superior, medio e inferior. El recuadro muestra la distribución de tamaño basada en todas las partículas de microplástico identificadas en las regiones aguas arriba y aguas abajo del TGD en 2020.

Al comparar las concentraciones de microplásticos en los sedimentos recolectados aguas arriba y aguas abajo de la presa en 2020, descubrimos que había microplásticos masivos atrapados en el lecho del embalse (Fig. 1). La abundancia promedio de microplásticos en los sedimentos aguas arriba del TGD fue de 23.018 ± 14.268 ítems kg-1 (n = 1972), más de 12 veces mayor que en la región aguas abajo (1855 ± 765 ítems kg-1, n = 303) (p < 0,01). Esto concuerda con un estudio reciente que informó una amplia acumulación de microplásticos en el sedimento detrás de las represas16. Además, las fracciones de pequeño tamaño representaron el 75,7% y el 55,2% del total de microplásticos obtenidos en los sedimentos aguas arriba y aguas abajo, respectivamente. Esto sugiere que los sedimentos de TGR actúan como un importante sumidero intermedio de microplásticos, atrapando selectivamente proporciones más altas de fracciones de pequeño tamaño. Esto es comprensible, ya que la construcción de la presa creó un entorno similar a un lago en la región del embalse, lo que altera las condiciones hidrodinámicas y, por tanto, afecta el transporte de microplásticos fluviales al océano. La mayor concentración de microplásticos se atribuyó al atrapamiento de la presa, como lo indica la mayor concentración de microplásticos en el agua superficial aguas arriba17,33, así como la entrada de microplásticos de fuentes difusas en la cuenca del embalse27. La presa ralentiza el flujo de agua y facilita la deposición de microplásticos en el lecho del embalse5,32. Además, el entorno rico en calcio y algas del embalse también facilita la deposición de microplásticos, especialmente los más pequeños32. Otros procesos responsables de la mayor concentración de microplásticos de pequeño tamaño en la misma matriz sedimentaria, incluida la fragmentación y la deposición34, merecen más investigaciones. Independientemente de las fracciones de tamaño pequeño, las concentraciones de microplásticos restantes de la fracción de tamaño >300 μm en la fase anterior fueron sólo 5,7 veces las concentraciones de los registros de fase posterior. Como tal, la negligencia de los microplásticos de pequeño tamaño resultaría en una gran subestimación de la contaminación por microplásticos.

Observamos una diferencia significativa en la distribución del tamaño de los microplásticos entre los sedimentos aguas arriba y aguas abajo (Tabla complementaria 2). La distribución de tamaño máximo se produjo en la fracción de tamaño de 100-300 μm, seguida de las fracciones de tamaño de 300-1000, 10-100 y 1000-5000 μm en los sedimentos aguas arriba, y las de 300-1000, 1000-5000 y 10-100 μm. fracciones de tamaño en los sedimentos aguas abajo. Entre las fracciones de tamaño pequeño, las fracciones de tamaño 10-100 y 100-300 μm contribuyeron con una mayor proporción en los microplásticos aguas arriba (17,1 y 58,6%) que en los microplásticos aguas abajo (5,5 y 49,6%), con mayores cantidades de los 10-100 y 100-300 μm. Fracción de tamaño de −100 μm atrapada selectivamente detrás de la presa. Aunque menos abundante en la fracción de tamaño pequeño, la fracción de tamaño de 10 a 100 μm tenía más tendencia a quedar atrapada por la presa que la fracción de tamaño más predominante de 100 a 300 μm.

La composición polimérica de la fracción de pequeño tamaño en el lecho del depósito varió de la de los sedimentos aguas abajo (Tabla complementaria 2). En orden de abundancia descendente, los polímeros aguas arriba de <300 μm estaban compuestos principalmente por PE (80,5%), PP (12,3%), celulosa (5,2%) y tereftalato de polietileno (PET) (0,5%), mientras que los polímeros aguas abajo pequeños- Los microplásticos encolados estaban compuestos por PE (54,7%), celulosa (21,5%), PP (18,2%) y PET (2,8%). Una gran cantidad de PE de pequeño tamaño quedó retenida en el lecho del depósito, mientras que se liberaron celulosa, PP y PET de pequeño tamaño. Como tal, el PE de pequeño tamaño jugó un papel predominante en el atrapamiento selectivo de fracciones de pequeño tamaño por la presa.

Para determinar mejor si los sedimentos del embalse son un sumidero importante de microplásticos de pequeño tamaño, llevamos a cabo investigaciones intensivas, sistemáticas, coherentes y repetidas sobre la abundancia y distribución de microplásticos en la vasta y extensa región del embalse durante diferentes etapas de almacenamiento de agua en 2008. , 2015, 2019 y 2020, respectivamente. Se detectaron microplásticos en todos los sitios de muestreo y se extrajeron un total de 8581 partículas de microplásticos aguas arriba del TGD durante las cuatro campañas de muestreo (Tabla complementaria 1). La concentración de microplásticos en el sedimento del embalse aumentó de manera constante cada año (de 3785 ± 3558 artículos kg-1 en 2008 a 23,018 ± 14,268 artículos kg-1 en 2020), lo que manifiesta el lecho del depósito como un sumidero de microplásticos en crecimiento (Fig. 2a). Además, el aumento más profundo de la abundancia de microplásticos de 2019 a 2020 se atribuyó potencialmente a las inundaciones. Registros anteriores han demostrado que las inundaciones fluviales desempeñan un papel clave en la eliminación de microplásticos de las zonas costeras y de las cuencas fluviales12,35,36,37,38. De manera similar, las inundaciones afectarían inevitablemente la aparición y el destino de los microplásticos en la región del embalse. Durante julio y agosto de 2020, el TGD descargó una inundación en toda la cuenca con cinco picos de inundación. La inundación número 5 tuvo una descarga máxima de 75.000 m3 s-1 el 17 de agosto y fue la mayor inundación desde 1981. En lugar de eliminar eficientemente las partículas de microplásticos en los sedimentos del embalse, la inundación extrema aumentó en gran medida la acumulación de microplásticos detrás de la presa (aproximadamente 1,7 veces mayor en 2020 que en 2019, n = 3059) (Fig. 2a). La elevada concentración de microplásticos en un año (de 2019 a 2020: 9843 artículos kg-1) había superado incluso el aumento decenal (de 2008 a 2019: 9390 artículos kg-1). Hay muchos factores, incluidos el estilo de vida y la economía locales, la descarga de residuos, las inundaciones, etc., que pueden contribuir a este fenómeno, entre los cuales el impacto de las inundaciones no es despreciable. La elevada fuerza de socavación y el alto nivel del agua debido a la inundación pueden provocar la descarga de cantidades masivas de microplásticos tanto de los tramos superiores como de la zona de fluctuación del nivel del agua ambiental hacia el lecho del embalse12,27,39. El enriquecimiento de microplásticos también puede atribuirse al mayor transporte descendente de microplásticos debido a una intensa perturbación hidráulica en el lecho del depósito5. Aunque las perturbaciones por inundaciones provocan inicialmente una liberación endógena de microplásticos sedimentarios, la presa bloquea aún más el transporte de microplásticos en el agua17, lo que intensifica su mezcla, hundimiento y transporte vertical5.

a Abundancia y composición polimérica de microplásticos sedimentarios en 2008, 2015, 2019 y 2020. b La distribución del tamaño de los microplásticos en diferentes años de muestreo. Cada año se identificaron, examinaron y registraron cuidadosamente un total de 1804, 3718, 1087 y 1972 partículas (Tabla complementaria 1). Los cuadros muestran los percentiles 25 y 75, y las barras de error representan los percentiles 95. Los cuadrados negros y las líneas horizontales representan las medias aritméticas y las medianas, respectivamente.

Según nuestro conjunto de datos de 2008 a 2020, la abundancia de microplásticos relacionada con el tamaño en el lecho del depósito mantuvo el orden descendente de 100-300 > 10-100 > 300-1000 > 1000-5000 μm (Fig. 2b). La fracción de pequeño tamaño fue la más predominante y representó entre el 55,1% y el 78,1% de los residuos plásticos recuperados. El predominio de fracciones de tamaño pequeño en las diferentes etapas de almacenamiento de agua sugiere que el entierro de microplásticos en sedimentos es un proceso selectivo en cuanto a tamaño. Los procesos que mejoran la densidad de los microplásticos, como la colonización de biopelículas5,40,41,42, la unión de materiales de alta densidad (por ejemplo, sedimentos suspendidos43, materia orgánica natural44 y sustancias poliméricas extracelulares45) y la formación de agregados46, son más propensos a ocurrir en partículas más pequeñas con mayor áreas de superficie específicas47,48,49, y parecen ser una explicación para la acumulación preferencial de microplásticos de pequeño tamaño en los sedimentos. En comparación con el entorno marino, estos procesos pueden ser más frecuentes en los sistemas de agua dulce debido a la menor densidad del agua de ~1 g∙cm-3, que promueve la sedimentación de microplásticos de la columna de agua50. Además, la disminución de la velocidad del flujo y el aumento del tiempo de retención hidráulica en los yacimientos pueden mejorar la agregación homogénea y heterogénea de los microplásticos y facilitar su transporte vertical5,32, especialmente para los microplásticos más pequeños48,51,52,53. Después de hundirse, estos agregados de microplásticos de pequeño tamaño pueden permanecer flotando negativamente y ocultos debajo de la superficie del agua49, mientras que los desechos plásticos más grandes corren un mayor riesgo de descomponerse en pedazos más pequeños y recuperar flotabilidad para migrar hacia arriba debido a la falta de uniformidad de la incrustación54. Como tal, nuestra comprensión del mecanismo desencadenante del tamaño de las partículas en el transporte descendente de microplásticos está lejos de ser sólida y requiere más investigación.

Durante la etapa de embalse experimental en 2008 (operando a un nivel alto de agua de 172,89 m por primera vez), los sedimentos del embalse contenían una mayor proporción de la fracción de tamaño> 300 μm que los sedimentos en 2015-2020 (Fig. 2b). Atribuimos este aparente desajuste en la distribución de tamaños en 2008 a la camada restante a lo largo de la zona de fluctuación del nivel del agua causada por la migración de la población. Durante la etapa de funcionamiento estable posterior a 2010, las diferentes etapas de almacenamiento de agua aún no habían modificado significativamente la distribución del tamaño de los microplásticos. En particular, no observamos cambios significativos en su distribución de tamaño, incluso después de la inundación masiva, lo que también está respaldado por la distribución de tamaño mínimamente alterada por las inundaciones en toda la cuenca del noroeste de Inglaterra12. Nuestra evaluación a largo plazo de la contaminación por microplásticos en un transecto espacialmente extenso en el TGR destacó la ocurrencia continuamente predominante de microplásticos de pequeño tamaño.

Se identificaron en sedimentos un total de 10 tipos de polímeros (PE, celulosa, PP, PET, cloruro de polivinilo, poliamida, poliestireno, poliacrilamida, poliuretano y alcohol polivinílico) mediante μ-FTIR (Figura complementaria 2). En orden de abundancia descendente, los tipos de polímeros dominantes, PE, celulosa y PP, representaron más del 84% (84,4–97,9%) de los microplásticos recuperados (Fig. 2a). El PE fue el grupo de polímeros más abundante y ubicuo, oscilando entre el 54,5 y el 82,0% durante 2008-2020. El predominio del PE se debe en parte a que es uno de los plásticos más producidos y desechados a nivel mundial. Nuestros hallazgos son consistentes con observaciones anteriores, en las que el PE dominaba las composiciones de polímeros en los sedimentos55,56, los núcleos de hielo del Ártico2 y el interior del Océano Atlántico1. Curiosamente, el PE tiene una densidad menor que otros polímeros, así como el agua dulce, pero finalmente podría terminar en los sedimentos de los embalses. Una explicación es que el PE se compone principalmente de partículas de pequeño tamaño56, y su densidad puede alterarse más fácilmente mediante bioincrustaciones5,40,41,42, incorporación en agregados de microalgas45 y encapsulación dentro de gránulos fecales46. Además, la presa ralentiza el flujo de agua y facilita la deposición de microplásticos en el lecho del embalse. El entorno rico en calcio y algas en la región del embalse facilita aún más la deposición de PE45.

Los polímeros obtenidos en 2008 estaban compuestos por 54,5% PE, 39,4% celulosa y 3,3% PP, que diferían significativamente de la composición en registros de muestreo posteriores (Fig. 2a). Como se mencionó anteriormente, la basura plástica no desechada debido a la migración de la población puede explicar esta discrepancia. En 2015 y 2019, durante la etapa de operación normal de la presa, los microplásticos consistían en 78,7-82,0 % de PE, 12,1-15,0 % de celulosa y 3,4-4,1 % de PP, y sus contribuciones apenas cambiaron durante los 4 años. Incluso en 2020, después de las inundaciones, la distribución de la composición de polímeros solo cambió ligeramente: el PP aumentó del 3,4 al 9,9 % y el PE disminuyó del 82,0 al 63,4 %. Como tal, la composición de polímeros en los sedimentos del embalse no se ha modificado significativamente por las diversas condiciones hidráulicas o incluso por inundaciones masivas12, y parece estar asociada principalmente con el desarrollo económico/social circundante y las características de vida a lo largo de la parte superior del río Yangtze. Sin embargo, no observamos evidencia clara de patrones de uso fijos de tipos o proporciones de plástico en las áreas objetivo; por lo tanto, el consumo regional de plástico asociado requiere más investigación.

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 y el C inestable, como la materia orgánica disuelta derivada del plástico mediante fotodegradación inicial y aditivos adsorbidos59,60,61), y su correspondiente crecimiento de biopelículas pueden diferir. Por ejemplo, la biopelícula formada en la superficie de diferentes microplásticos tenía características distintivas y provocaba diversos cambios de densidad en los microplásticos42. Por lo tanto, la negligencia de los microplásticos de pequeño tamaño introduce serias incertidumbres en las estimaciones de la abundancia y los riesgos tanto generales como específicos de los polímeros. Debido al pequeño tamaño de la muestra, los estudios anteriores rara vez han realizado análisis integrados de tipos de polímeros y tamaños de partículas28. Las composiciones de polímeros de la mayoría de los registros anteriores se limitaron a microplásticos > 300 μm (Tabla complementaria 3) y, por lo tanto, no son directamente comparables con nuestro estudio. Por lo tanto, son necesarias investigaciones basadas en muestras de gran tamaño en todos los tamaños y categorías de polímeros para evaluar con mayor precisión la contaminación de microplásticos basada en el tamaño y específica del polímero.

Proporción de grupos de microplásticos de diferentes tamaños en los cuatro tipos de polímeros dominantes, incluidos celulosa, PE, PET y PP (a). Composición de polímeros en microplásticos de pequeño tamaño en diferentes años de muestreo (b). La distribución del tamaño de diferentes polímeros se concluyó basándose en los resultados estadísticos de 8581 partículas de microplásticos contadas. Los círculos huecos negros representan los puntos de datos que conforman la distribución de tamaño de las partículas de microplástico. Los círculos negros sólidos se refieren al tamaño medio de partículas y las barras horizontales indican la desviación estándar ±.

Según el Boletín de Sedimentos del Río Yangtze, la deposición de sedimentos en el TGR fue de 185,6, 27,8, 59,1 y 144,3 millones de toneladas en 2008, 2015, 2019 y 2020, respectivamente62. Las concentraciones promedio de microplásticos correspondientes fueron 3785, 6422, 13,175 y 23,018 artículos kg-1, respectivamente. Al multiplicar la concentración de microplásticos por la deposición anual de sedimentos, se estimó que la cantidad de carga era de 1245 ± 1410 billones de partículas por año, y los microplásticos de pequeño tamaño representaban 932 ± 1084 billones de partículas por año (Tabla 1). Por lo tanto, las represas modificarán significativamente las huellas de los microplásticos fluviales, lo que ayuda a actualizar el panorama general de la contaminación global por microplásticos. Aquí, solo utilizamos la cantidad total de deposición de sedimentos para el cálculo, ya que nuestro objetivo es obtener el orden de magnitud de los datos de contaminación por microplásticos. Otra razón es que es casi imposible medir la tasa de deposición de sedimentos para obtener una cantidad muy precisa de sedimentación, ya que TGR es el embalse más grande del mundo con una cuenca de captación de 1084 km2 y una profundidad de agua de 100 m.

La carga masiva anual de microplásticos se estimó en 8048 ± 7494 (529 − 17,822) toneladas año-1 (Tabla 1), lo que equivale al 0,0025 ± 0,0022% de la producción mundial anual de plástico (245, 322, 368 millones de toneladas en 2008, 2015 y 2019, respectivamente)63 y 47,3 ± 44,1% de la mayor salida anual de plástico en todo el mundo (17.000 toneladas año-1 en el río Yangtze)10. Sin embargo, nuestra estimación del entierro de microplásticos en el lecho del embalse es mayor que la salida anual de plástico en el río Yangtze según una medición in situ realizada por la ref. 34. Como se puede ver fácilmente, cantidades considerables de microplásticos quedan atrapadas en una sola presa.

Las cargas de masa microplástica en diferentes años en la TGR difieren marcadamente (Tabla 1). Esto puede atribuirse, en parte, a la gran heterogeneidad temporal de la masa promedio de las partículas. La masa promedio de partículas en los sedimentos del lecho del TGR se calculó como 13,60, 2,96, 5,50 y 5,37 μg elemento-1 en 2008, 2015, 2019 y 2020, que tenía un orden de magnitud consistente con una estimación anterior basada en medición in situ34. Como tal, existen grandes incertidumbres en las estimaciones de la carga de masa de microplásticos64, y se necesitan mediciones exhaustivas de las masas promedio de partículas de microplásticos a nivel mundial. A pesar de la diversidad en las masas promedio de partículas de microplásticos de todos los tamaños, la masa promedio de partículas de fracciones de tamaño pequeño fue similar (0,41, 0,49, 0,44 y 0,43 μg artículo-1 en 2008, 2015, 2019 y 2020). La correspondiente proporción masiva de microplásticos de pequeño tamaño fue de 1,9, 13,0, 6,3 y 6,1% en peso (equivalente a 181,61, 68,58, 234,57 y 1082 toneladas anuales), respectivamente. Aunque la cantidad de microplásticos de pequeño tamaño en el lecho del depósito es extremadamente alta, la carga de masa es relativamente baja.

Al extraer y clasificar los conjuntos de datos comparables de contaminación por microplásticos en sedimentos de agua dulce en todo el mundo, encontramos que la abundancia de microplásticos en el TGR (23.018 ± 14.268 artículos kg-1) en 2020 fue profundamente mayor que la de la mayoría de los estudios (0,5-3315 artículos kg-1). ) (Fig. 4 y Tabla complementaria 3), incluidos los sedimentos fluviales y marinos, así como los sedimentos del embalse56,65,66. Esto se atribuyó, en parte, a la negligencia de los microplásticos de pequeño tamaño en la mayoría de las observaciones anteriores. Excepcionalmente, ref. 28 informaron concentraciones de microplásticos comparables pero mayores (32.947 artículos kg-1) en los sedimentos del río Wen-Rui Tang (en China) que en este estudio, ya que también consideraron microplásticos de pequeño tamaño.

Las concentraciones de microplásticos sedimentarios se representan como la concentración promedio a escala global (a). Las concentraciones de microplásticos en la región azul insertada (China) se representan con mayor detalle (b). Se extraen y clasifican un total de 37 registros comparables con unidades consistentes (c). El tamaño de los círculos representa la concentración promedio de microplásticos. Los colores de los círculos y barras representan el río, el embalse y el lago. El eje de ordenadas muestra la concentración promedio de microplásticos mediante un gradiente exponencial. En la Tabla complementaria 3 se proporciona información detallada sobre los sitios de muestreo, las composiciones de polímeros y los tamaños de partículas en la literatura.

Una comparación directa de la distribución de tamaños entre diferentes estudios es un desafío debido a los diferentes enfoques de muestreo, análisis y división de tamaños aplicados en diferentes estudios (Tabla complementaria 3). Los microplásticos de pequeño tamaño representaron el 75,7% (44,4-89,7,0%, n = 1972) de nuestros desechos plásticos recuperados en los sedimentos en 2020, mientras que las técnicas de muestreo comunes en investigaciones anteriores potencialmente ignoraron esta enorme proporción al usar un tamiz de >300 μm67. 68. Por lo tanto, las investigaciones de todos los tamaños son esenciales para eliminar la incertidumbre en las mediciones de contaminación por microplásticos.

Las represas fragmentan los patrones de transporte de microplásticos fluviales hacia el océano y tienen un impacto significativo en los ecosistemas terrestres. Nuestros resultados demuestran que una cantidad notable de microplásticos terrestres no se exporta al océano debido al atrapamiento de represas, lo que subraya la importancia de tener en cuenta las represas al investigar el transporte fluvial global de microplásticos. Según la Comisión Internacional de Grandes Represas, actualmente están en funcionamiento más de 58.000 grandes represas (definidas como aquellas con una altura >15 mo entre 5 y 15 m y que embalsan más de 3 m3), lo que fragmenta el libre flujo de agua global. ríos69. Por lo tanto, la atención debe centrarse en las cargas de microplásticos de los reservorios a escala global. Además, la construcción de represas alivia la carga oceánica de microplásticos y brinda una oportunidad potencial para la futura remediación del plástico oceánico. Además, la transformación de los métodos de despacho de embalses podría mejorar la posibilidad de regular el flujo de microplásticos al mar. Nuestros datos también revelaron el fenómeno de atrapamiento selectivo de microplásticos de pequeño tamaño en el lecho del depósito. La importancia de investigar la contaminación por microplásticos en todos los tamaños y categorías de polímeros se ha sugerido anteriormente1,8. Nuestras observaciones enfatizan aún más la importancia de los análisis integrados de tipos de polímeros y tamaños de partículas basados en muestras de gran tamaño. Con respecto a los microplásticos más pequeños de <10 μm o incluso <1 μm, importantes lagunas de conocimiento sobre su abundancia, destino y riesgos resaltan la necesidad de realizar investigaciones críticas en el futuro.

Este estudio se centró en dos áreas alrededor del TGD: la región del embalse (aguas arriba de la presa, que cubre un área de captación de 1084 km2) y el área aguas abajo del TGD. La operación de TGD, el proyecto hidroeléctrico más grande del mundo, ha generado importantes beneficios para la generación de energía hidroeléctrica, el control de inundaciones y el transporte marítimo70. La longitud total del eje de la presa es de 2309,47 m, la elevación de la cresta es de 185 m y el nivel de agua de diseño es de 175 m. La capacidad total de almacenamiento es de 39,3 mil millones de m3, incluidos 22,15 mil millones de m3 para control de inundaciones. El TGD está situado en el río Yangtze, el tercer río más grande del mundo. El cinturón económico del río Yangtze está densamente poblado con actividades económicas intensificadas; también es el mayor emisor de microplásticos oceánicos en todo el mundo10. Para regular las inundaciones fluviales, la región de TGR exhibe fluctuaciones de agua antiestacionales, lo que inevitablemente regula las huellas de los microplásticos fluviales a lo largo de la cuenca. El balance de sedimentos es un factor importante que afecta el ciclo de vida de un embalse. En los últimos años, la carga de sedimentos en la TGR se ha aliviado eficientemente debido a su modo operativo de almacenar agua clara y descargar agua fangosa (Texto S1)71. La construcción de embalses en cascada aguas arriba es otro factor importante que controla el balance de sedimentos de la TGR72.

En este estudio se realizaron cuatro campañas de muestreo en 2008, 2015, 2019 y 2020 para determinar la variación interanual de la contaminación por microplásticos en el lecho del embalse. El primer lote de muestras de sedimentos se recolectó en 2008 durante el primer nivel alto experimental de agua del TGR a 172,89 m. Durante este tiempo, grandes cantidades de basura generada por la migración de la población fueron descartadas casualmente en el área del embalse. Además, la zona de hidrofluctuación del yacimiento no estaba completamente formada. Por lo tanto, este lote de muestras de sedimentos reflejó la contaminación microplástica inicial en el TGR. El segundo experimento de lote se realizó en 2015, durante el cual se mantuvo un nivel alto de agua estable de 175 m (el nivel de agua máximo diseñado) desde 2010. El tercer lote se realizó en 2019 antes de la inundación masiva de 2020. Luego volvimos a tomar muestras de los sedimentos. en el lecho del embalse en 2020 para investigar los efectos impulsores de las inundaciones en la reorganización de microplásticos. Además, en 2020 también se muestrearon los sedimentos aguas abajo del TGD para evaluar los efectos de retención de la presa. Durante julio y agosto de 2020, una inundación extraordinaria e intensificada con cinco picos de inundación afectó la parte superior del río Yangtze. La inundación número 1 alcanzó un máximo de 53.000 m3 s-1 el 2 de julio; La inundación nº 2 alcanzó un máximo de 61.000 m3 s-1 el 17 de julio; La inundación nº 3 alcanzó un máximo de 60.000 m3 s-1 el 26 de julio; La inundación número 4 alcanzó un máximo de 59.000 m3 s-1 el 15 de agosto; La inundación número 5 alcanzó un máximo de 75.000 m3 s-1 el 17 de agosto, superando el segundo pico de inundación más grande de 63.300 m3 s-1 en 1998.

Durante las cuatro campañas de muestreo diseñadas que cubren diferentes etapas de almacenamiento de agua, tomamos muestras de los 20 cm superiores de la matriz de sedimentos del lecho y recolectamos 56 muestras de sedimentos del lecho. Cada año se diseñaron un total de 12 sitios de muestreo comunes cerca de la estación hidrométrica. Los sitios de muestreo cubrieron casi uniformemente diferentes tramos de ríos en el área del embalse. Sin embargo, algunos sitios de muestreo estuvieron inaccesibles durante varios años debido al nivel del agua o la variación de la velocidad, lo que resultó en la imposibilidad de obtener muestras de sedimentos en ciertos sitios de muestreo. Para investigar los efectos de la presa sobre la composición de microplásticos aguas arriba y aguas abajo del TGD, así como en los tramos superior, medio e inferior dentro del TGR, complementamos cinco sitios de muestreo sobre la base de 12 sitios de muestreo en la región aguas arriba y estableció otros seis sitios de muestreo en la región aguas abajo en 2020 (Figura 1 complementaria). Los cinco sitios de muestreo suplementarios apenas alteraron el estado general de contaminación por microplásticos en la región aguas arriba. Todos los sitios de muestreo se ubicaron cerca de la estación hidrométrica y cubrieron uniformemente diferentes tramos a lo largo de la corriente principal. En 2020, hubo 4, 6 y 7 sitios de muestreo en los tramos superior (S20-S23), medio (S14-S19) e inferior (S7-S13) de TGR, respectivamente.

Los sedimentos del lecho se recogieron utilizando cucharas de acero inoxidable y se recuperaron manualmente o con la ayuda de un cabrestante. En cada sitio de muestreo, se recogió ~1 L de sedimento (0-20 cm) con una cuchara Van Veen y se colocó en una bolsa de papel de aluminio. Se tomaron tres réplicas al azar en cada sitio y se mezclaron homogéneamente para formar una muestra compuesta. Las muestras frescas contenidas en la bolsa de papel de aluminio se transportaron inmediatamente al laboratorio. Las muestras de sedimento se mezclaron completamente, se secaron al aire y se almacenaron en un lugar oscuro y fresco.

Antes de la extracción de microplásticos, se añadió agua ultrapura a 50 g de muestras de sedimento seco. Luego, la muestra mezclada se pasó a través de un tamiz de 5 mm. Las fracciones de sedimento de <5 mm se utilizaron para extraer los microplásticos según el protocolo de la Administración Nacional Oceánica y Atmosférica (NOAA) con modificaciones menores73. La solución de cloruro de zinc (ZnCl2) (ρ = 1,6 g cm-3) se filtró a través de una membrana de acetato de celulosa de 0,45 μm (Milli-Q, 47 mm de diámetro, EE. UU.) para eliminar las impurezas del reactivo. En este estudio se utilizó la separación por densidad en dos pasos. Se agregaron aproximadamente 200 ml de solución de ZnCl2 a 50 g de peso seco de muestras de sedimento en un vaso de vidrio (250 ml), se agitaron con una varilla de vidrio durante 2 min y se reposaron durante 24 h. La suspensión de la solución acuosa se filtró mediante filtración al vacío a través de un tamiz de acero inoxidable (10 µm). Las partículas flotantes en los tamices se lavaron con agua ultrapura en un vaso de precipitados y posteriormente se cubrieron con papel de aluminio. El proceso se repitió secuencialmente tres veces y se combinaron los sobrenadantes. Después de la flotación por densidad, la solución se trató con 20 ml de reactivo de Fenton (FeSO4 0,05 M acidificado) y 20 ml de solución de peróxido de hidrógeno al 30 % para eliminar los materiales orgánicos del sobrenadante74. Después de la eliminación orgánica, el sobrenadante de la solución acuosa se filtró a través de papel de filtro de plata (Milli-Q, 0,45 µm, 25 mm de diámetro, EE. UU.). Los papeles de filtro se transfirieron a placas de Petri de vidrio y se secaron a 50 °C para su posterior identificación.

Los microplásticos sospechosos en la membrana del filtro se recogieron en la ventana de fluoruro de bario (13 mm de diámetro, Thermo Scientific, EE. UU.) y se fotografiaron con un microscopio estereoscópico (SC-III, Shanghai, China) para registrar el color, el tamaño y las características morfológicas. tipos (es decir, fragmento, película y fibra). Luego, esta ventana de fluoruro de bario se colocó en el espectrómetro infrarrojo por transformada de micro-Fourier (μ-FTIR, Nicolet iN10MX, EE. UU.). El modo de transmisión se utilizó para identificar el espectro de partículas sospechosas con números de onda de 650 a 4000 cm-1. El espectro tenía una resolución de 8 cm-1 y se obtuvieron 64 exploraciones. Los espectros obtenidos de las partículas sospechosas se compararon con la base de datos del instrumento. Si la tasa de coincidencia supera el 75%, se puede confirmar que las partículas son los microplásticos correspondientes.

Se tomaron las máximas precauciones para evitar una posible contaminación artificial. Todas las herramientas de muestreo se lavaron minuciosamente con agua Milli-Q antes de usarlas en el campo. Las muestras de sedimento fueron transportadas y almacenadas en contenedores no plásticos. Todas las etapas de procesamiento, extracción e identificación de muestras se realizaron bajo una cabina de flujo laminar limpia en un laboratorio ultralimpio. A menos que se indique lo contrario, el material de todos los utensilios de laboratorio no era plástico (vidrio o acero inoxidable). Antes de su uso, todo el material de vidrio (p. ej., vasos de precipitados, sistema de filtración, filtros de vidrio y platos de vidrio) se enjuagó cuidadosamente con agua Milli-Q y se calentó a 450 °C durante 4 h para eliminar cualquier material orgánico. Durante todas las actividades de laboratorio se utilizaron guantes de nitrilo y batas de algodón. Se aplicaron cubiertas de vidrio y papel de aluminio a todos los productos y muestras para evitar la contaminación. Se extrajeron agua y aire Milli-Q a través del filtro limpio para determinar la posible contaminación plástica en el aire. Los blancos del procedimiento también se prepararon por triplicado. Luego, los controles en blanco del procedimiento se sometieron a identificación microplástica para determinar la contaminación de fondo. No se identificaron partículas de microplástico en ninguna muestra en blanco.

La masa de las partículas de plástico individuales se calculó multiplicando volúmenes específicos de morfología por el coeficiente de densidad empírico. El volumen de partículas se estimó en función de la morfología y las dimensiones (longitud) de las partículas, que se registraron según imágenes FTIR. Para fragmentos y películas, el volumen de partículas se calculó como V1 = L3 × α, en el que α es un factor de forma (α = 0,1)75. Para las fibras, el volumen de partículas se obtuvo como V2 = πr2 × L76. Utilizamos una densidad microplástica promedio de 0,98 g cm −3 77. Las ecuaciones calculadas fueron las siguientes:

donde W representa la masa de una partícula individual; M se refiere a la masa promedio de una partícula microplástica; ρ es la densidad media de los microplásticos, 0,98 g cm−3 77; L es la longitud de los microplásticos y se mide con un microscopio estereoscópico, μm; r es el radio de los microplásticos de fibra y se supone que es de 10 μm (el radio medio de las fibras)76; y n, myj son los números de fibras, películas y fragmentos, respectivamente.

Las cargas cuantitativas y masivas de microplásticos se calcularon utilizando las estimaciones del volumen anual de sedimentación del Boletín de sedimentos del río Yangtze, publicado por la Comisión de Recursos Hídricos de Changjiang del Ministerio de Recursos Hídricos62,77. Debido a la aplicación del modo operativo de la presa de almacenar agua clara y descargar agua fangosa, así como a la construcción de embalses en cascada aguas arriba, el depósito de sedimentos en el lecho del embalse ha seguido disminuyendo. La deposición de sedimentos en la TGR fue de 185,6, 27,8, 59,1 y 144,3 millones de toneladas en 2008, 2015, 2019 y 2020, respectivamente62,73. La carga cuantitativa anual de microplásticos se estimó multiplicando sus concentraciones de partículas por la deposición anual de sedimentos. El presupuesto de masa se calculó multiplicando la concentración de microplástico por la cantidad de sedimento acumulado y la masa promedio de partículas se calculó mediante conversión de masa.

Para comparar la contaminación por microplásticos en este estudio con un conjunto de datos global, se recopiló un inventario global de contaminación por microplásticos en sedimentos de agua dulce y se enumeró en la Tabla complementaria 3. Los artículos informados se buscaron en Web of Science y las palabras clave fueron "microplásticos". ' y 'sedimentos'. Se han utilizado diferentes unidades para describir las concentraciones de microplásticos sedimentarios, lo que aumenta la complejidad al comparar los valores en la literatura. Por lo tanto, de la literatura recuperada, en la Fig. 4 solo se examinaron y mapearon estudios con unidades consistentes o convertibles (artículos kg-1). Dado que no se han establecido métodos de muestreo y análisis estandarizados, el rango de tamaño de los microplásticos enfocados no estaba bien constreñido. En la Tabla complementaria 3 se proporciona información detallada sobre la distribución del tamaño de partículas de los microplásticos identificados, las metodologías de extracción y las técnicas de identificación.

Los análisis estadísticos se realizaron utilizando SPSS (SPSS Inc., Chicago, EE. UU.). La comparación estadística de la abundancia de microplásticos en las regiones aguas arriba y aguas abajo y en diferentes tramos en 2020, así como en diferentes años de muestreo, se basó en la prueba t de muestras independientes. El conjunto de datos global recopilado a través de Web of Science se cartografió utilizando ArcGIS 10.2. Otras cifras se dibujaron utilizando OriginPro 2021. Se evaluaron diferencias significativas en el nivel de 0,05 y 0,01. Todos los valores se informaron como media ± desviación estándar (DE).

Más información sobre el diseño de la investigación está disponible en el Resumen del informe de Nature Portfolio vinculado a este artículo.

Los datos utilizados en este estudio están incluidos en el artículo y están disponibles públicamente a través de Figshare en https://doi.org/10.6084/m9.figshare.21779846.

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Agradecemos a los colegas del Laboratorio Estatal Clave de Simulación y Regulación del Ciclo del Agua en Cuencas Hidrográficas del Instituto Chino de Recursos Hídricos e Investigación de Energía Hidroeléctrica por su ayuda con una variedad de muestreos de campo y análisis de laboratorio. Agradecemos el apoyo financiero del Fondo Especial de Proyectos del Laboratorio Estatal Clave de Simulación y Regulación del Ciclo del Agua en Cuencas Hidrográficas, el Instituto Chino de Recursos Hídricos e Investigación de Energía Hidroeléctrica (SKL2020ZY02 y SKL2022TS02) y el Programa de Apoyo a la Investigación y el Desarrollo de China. Instituto de Investigación de Recursos Hídricos y Energía Hidroeléctrica (WE0199A042021).

Estos autores contribuyeron igualmente: Bo Gao, Yalan Chen.

Laboratorio Estatal Clave de Simulación y Regulación del Ciclo del Agua en Cuencas Fluviales, Instituto de Investigación de Recursos Hídricos e Hidroelectricidad de China, Beijing, 100038, China

Bo Gao y Dongyu Xu

Laboratorio Estatal Clave de Simulación del Medio Ambiente Acuático, Escuela de Medio Ambiente, Universidad Normal de Beijing, Beijing, 100875, China

Yalan Chen y Ke Sun

Escuela de Agricultura de Stockbridge, Universidad de Massachusetts, Amherst, MA, 01003, EE. UU.

Baoshan Xing

También puedes buscar este autor en PubMed Google Scholar.

BG obtuvo apoyo financiero e inició el proyecto de microplásticos. BG y YC diseñaron el estudio, realizaron los análisis y fueron coautores del manuscrito. DX llevó a cabo el muestreo de campo, proporcionó orientación analítica y contribuyó al manuscrito. KS y BX ayudaron en la preparación y revisión del manuscrito.

Correspondencia a Bo Gao.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Communications Earth & Environment agradece a Jingfu Wang y a los demás revisores anónimos por su contribución a la revisión por pares de este trabajo. Editores principales: Clare Davis.

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Reimpresiones y permisos

Gao, B., Chen, Y., Xu, D. et al. Entierro sustancial de microplásticos terrestres en el embalse de las Tres Gargantas, China. Entorno Terrestre Comunitario 4, 32 (2023). https://doi.org/10.1038/s43247-023-00701-z

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Recibido: 07 de septiembre de 2022

Aceptado: 02 de febrero de 2023

Publicado: 14 de febrero de 2023

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

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