Kafli 2 Örplast

Fyrstu staðfestu dæmin um örplast í hafi eru frá því snemma á áttunda áratugnum^10,11 þegar tilkynnt var um litlar pólýstýrenkúlur fljótandi í hafi. Áður hafði fólk gefið því gaum hve plast var slitþolið í sjónum og það fannst æ oftar í maga fugla og annarra dýra. Árið 1991 var bent á að smáar plastagnir úr snyrtivörum bærust út í hafið og olli það áhyggjum fólks¹². Hugtakið míkróplast eða örplast var sett fram 2004¹³ þegar sýni úr sjávarseti voru skoðuð með litrófssjá og um 9 gerðir plasts fundust í þeim. Einnig voru gömul þörungasýni² greind (allt aftur til 1960) og í þeim sást skýrt að eftir því sem framleiðsla á plasti jókst í heiminum fjölgaði plastögnum í hafinu. Birtum vísindagreinum um örplast hefur fjölgað mikið síðustu árin (sjá mynd 2.1) og það hefur fengið mikla athygli yfirvalda og almennings.

Mynd 2.1: Birtingar alþjóðlegra vísindagreina með örplast sem meginviðfangsefni á árunum 2008 til 2018. Fengið af vef WOS.

Á landi nær útbreiðsla örplasts til vistkerfa í jarðvegi¹⁴ og ferskvatni¹⁵ en losun örplasts á landi er alla jafna meiri en til sjávar¹⁶. Þrátt fyrir að sýnataka á örplasti í umhverfinu nái yfirleitt einungis til agna stærri en 300 µm og sáralítið sé vitað um útbreiðslu nanóplasts þá hefur örplast engu að síður fundist á yfirborði hafs í öllum heimshlutum^17,18 og í kjarnasýnum af hafsbotni víða um heim^19–21. Enn fremur er örplast, líkt og plastrusl almennt, í miklum þéttleika í hringstraumakerfi heimshafanna (e. ocean gyres)^22–24, ásamt því að safnast fyrir í hafinu á Norðurslóðum²⁵ og í hafís²⁶. Reynt hefur verið að lýsa útbreiðslu örplasts í hafinu og hefur það tekist að einhverju leyti en þörf er á frekari rannsóknum í þeim efnum^27–29. Á heimsvísu hefur verið metið að árlega sé bein losun örplasts í hafið á bilinu 0,8-2,5 milljón tonn³⁰.

Skilgreining örplasts

Örplast er almennt skilgreint mjög vítt en undir það hugtak ná allar litlar plastagnir minni en 5 mm (í öllum víddum; lengd, hæð eða breidd) svo það á við um kúlulaga agnir, þunnar flyksur og þræði. Örplastagnir eru ýmist framleiddar sem örplast eða verða að örplasti við slit og sundrun stærra plasts í umhverfinu. Ekki er samhljómur um hvort taka eigi undir þetta hugtak vatnsleysanlegar fjölliður eða „hydrogel“³¹ en slíkt er notað við gerð á seyru úr skólpi.

Frummyndað og síðmyndað örplast

Örplast er gjarnan flokkað í frummyndaðar eða síðmyndaðar agnir eftir því hvernig það berst í umhverfið^30,32.

• Síðmyndaðar örplastagnir eru þær sem verða til við sundrun plasts í náttúrunni.

• Frummyndaðar örplastagnir er plast sem berst út í umhverfið sem örplast.

Þessi flokkun er óháð hlutverki plastsins og notkun á líftíma þess sem neysluvöru en byggir á sjónarhorni viðtakans sem er umhverfið. Til dæmis þá getur örplast út frá hjólbörðum bæði verið frummyndaðar og síðmyndaðar agnir eftir því hvort um er að ræða veðrun hjólbarða á bryggju (síðmyndað) eða dekkjaagnir sem berast með affallsvatni frá vegum (frummyndað). Sama á við um þræði úr syntetískum fatnaði sem berast til sjávar sem örplast eftir þvott í gegnum skólpkerfi og flokkast þá sem frummyndað örplast rétt eins og annað örplast sem berst með skólpi í hafið t.a.m. örplast úr snyrtivörum.

Frummynduðu örplasti má skipta í tvo flokka eftir því hvort það myndast vegna slits eða notkunar á stærra plasti eða hvort það er framleitt sem örplast. Vísvitandi framleitt örplast er ekki stór hluti örplastmengunar. Það finnst í mörgum neysluvörum og er einnig notað víða við sandblástur en skýrsluhöfundar vita ekki af dæmi þess hérlendis. Örplast sem myndast vegna slits á stærra plasti er langstærsti hlutinn af frummynduðu örplasti. Síðmyndað örplast á við um plast sem er þegar komið út í umhverfið þegar það molnar eða slitnar og verður að örplasti. Það á líka við um örplast sem lekur úr landfyllingum eða jafnvel tilfærslu á örplasti t.d. við upprót á örplasti úr sjávarseti³².

Stærð örplastagna í umhverfinu

Mikilvægt er að gera greinarmun á mismunandi stærðum örplasts í ljósi mismunandi áhrifa á lífríki eftir stærð³³ og erfitt hefur reynst að lýsa nákvæmlega hvernig ólíkir stærðarflokkar örplasts hegða sér í sjónum eða flytjast milli hafsvæða³⁴. Sem dæmi má nefna að örplastagnir geta komist inn í blóðrásarkerfi skeldýra séu þær nógu litlar³⁵ og eftir því sem örplastagnir eru minni getur hlutfallslega meira magn eiturefna loðað við þær vegna hærra hlutfalls yfirborðsflatar³³. Umhverfismælingar ná sjaldnast til minnstu agnanna³⁶ en lagt hefur verið til að skipta örplasti niður í þrjá flokka á þeim forsendum að viðbúið er að hver stærðarflokkur hegði sér á mismunandi hátt í umhverfinu³⁷:

• agnir <50 µm (nanóplast)
• agnir frá 50-500 µm (míkróplast) og
• agnir frá 500 µm-5000 µm (5 mm) (mesóplast)

Afdrif og rek örplasts í hafinu

Mestur þéttleiki örplasts í yfirborðslögum sjávar er nærri uppsprettum þess á landi við þéttbýli og árósa og um 80% þess er af gerðinni pólýetýlen og pólýprópýlen^38,39 sem falla undir resín-kóða eitt, tvö, fjögur og fimm og eru yfir 60% af framleiddu plasti í heiminum (líkt og sést í töflu 1.1). Ólíkar gerðir plastefna hafa mismunandi eðlisþyngd og aðeins um helmingur af framleiddu plasti hefur hærri eðlisþyngd en sjór⁴⁰ en það hefur áhrif á útbreiðslu þeirra í hafinu³⁷.

Mynd 2.2: Þéttleiki smárra plastagna á reki í hafinu. Lárétti ásinn stendur fyrir fjarlægð frá landi og lóðrétti ásinn stærð plastagnanna sem fengust í háf við yfirborðið. Litaskalinn táknar þéttleika agnanna. Þéttleiki yfir 0,005 stk/m₃ er innan línanna á myndinni (Isobe, 2014).

Í hafinu, líkt og í vatni almennt, verka ólíkir kraftar á mjög smáar agnir miðað við stærri hluti. Stærri hlutir eru háðir tregðukröftum en smærri hlutir verða aðallega fyrir áhrifum seigjukrafta. Það má útskýra með svokallaðri Reynoldstölu (Re)⁴¹ en stórir hlutir á mikilli ferð hafa hátt Re og þurfa mikla tregðu til að stoppa á meðan smáir hlutir á lítilli ferð hafa lágt Re⁴¹ og geta því svifið í vatni líkt og í þyngdarleysi. Þar sem núningskraftar sjávar verka með hverfandi hætti á örplast flýtur það ekki upp á yfirborðið hafi það borist í dýpri lög sjávar ólíkt stærra plasti jafnvel þótt það hafi lægri eðlisþyngd en sjórinn³⁸. Örplast getur því sokkið burt séð frá eðlisþyngd þess, það berst bara með hreyfingum sjáva og sjávarstraumum. Það gæti verið ein af ástæðum þess að örplast rekur síður á land en stórt plast og finnst í hærra hlutfalli gagnvart stærra plasti úti á rúmsjó³⁸ (sjá mynd 2.2) en rek af hafi á fjörur vegna ölduhreyfinga er hraðara eftir yfirborði sjávar og minnkar með auknu dýpi, skv. lögmáli Stokes⁴².

Örplast er ólíkt flestum öðrum ögnum sem svífa um í sjónum vegna þess hve lengi það endist. Vatnsfælið yfirborð örplasts nýtist sem búsvæði fyrir örverur af ýmsum toga og hefur verið kallað á ensku „plastisphere“⁴³. Með örplasti hefur því orðið til ný leið fyrir útbreiðslu tegunda á milli hafsvæða.

Niðurbrot örplasts í hafinu og upptaka í fæðukeðjur

Rannsóknir á niðurbroti plasts í umhverfinu voru lítið stundaðar þar til um aldamótin síðustu. Mestar upplýsingar um hrörnun plasts koma frá sjónarhóli iðnaðarins um endingu og slit á ýmsum gerðum af plasti. Orðið niðurbrot á við um á eðlis- eða efnafræðilegar breytingar á efni og er óafturkræft ferli. Niðurbrot leiðir til verulegra breytinga á byggingu plastsins sem kemur fram í breyttum eiginleikum þess (t.d. það verður stökkt eða laust í sér, mólmassi lækkar) eða sundrun⁴⁴. Sundrun (e. mineralization) er algjört niðurbrot lífrænna efnasambanda yfir í vatn og koltvísýring (og metan við loftóháð skilyrði)⁴⁵ og er lokaskref niðurbrotsferilsins.

Niðurbrotsferli plasts, þ.m.t. örplasts, er breytilegt eftir efnabyggingu þess og verulega háð umhverfisaðstæðum⁴⁶ en það gerist mjög hægt í umhverfinu og oft að takmörkuðu leiti⁴⁷. Stærsti áhrifaþátturinn á niðurbrot plasts í hafi er sólarljós í samspili við súrefni (e. photo oxidative degradation), vatnsrof og lífrænt niðurbrot fylgja þar á eftir⁴⁶ og hærra hitastig hraðar ferlinu (sjá mynd 2.3).

Fjölmargir þættir hafa áhrif á eðli niðurbrotsins en sem dæmi hefur gerð grunneiningar fjölliðukeðjunnar plastsins mikil áhrif, þ.e. eftir því hvort grunnkeðjan er eingöngu kolefniskeðja eða með heterófrumeind (t.d. pólýetýlen terefþalat og pólýúretön) sem gerir fjölliðurnar mis-berskjaldaðar fyrir niðurbroti⁴⁸.

Mynd 2.3: Niðurbrot plasts í hafinu, helstu leiðir. Mynd unnin eftir (Fotopoulou 2017 og af vefnum)^49,50.

Í sinni einföldustu mynd eru fjölliður plastefna formlausar (e. amorphous) og plastið því mjúkt en eftir því sem fjölliðurnar eru lengri þá verður plastið stífara. Í sinni formlausu mynd geta fjölliður engu að síður verið ýmist einfaldar keðjur (e. linear polymer), greinóttar (e. branched polymer) eða samtengdar með samgildum tengjum (e. cross-linked polymer) og hefur það áhrif á stífleika plastsins. Kristaleiningar fjölliða eru þolnari gagnvart niðurbroti en formlaus hluti þeirra, sem veldur því að niðurbrot er ójafnt milli einstakra hluta plastfjölliðanna⁵¹. Almennt brotnar plast fyrr niður í kringum þessi formlausu svæði bæði vegna lífrænna og ólífrænna þátta en formlausir hlutar fjölliða eru t.d. viðkvæmari gagnvart sólarljósi en þeir sem eru í kristalformi. Þetta leiðir af sér að niðurbrot plasts með hátt kristalhlutfall gerist á öðruvísi máta en hjá plasti með lágt kristalhlutfall⁵¹ og sífellt smærri agnir örplasts myndast við niðurbrot.

Örverur geta einnig átt þátt í niðurbroti örplasts með meltingarensímum⁵² (sjá mynd 2.4), einkum við hagstæðar aðstæður á rannsóknarstofu⁵³. Vöxtur þeirra er þó minni við umhverfisaðstæður, t.d. í sjó þar sem lágt hitastig takmarkar eða hægir á niðurbroti af þeirra völdum^37,47.

Mynd 2.4: Ógreindar bakteríur grafnar inn í yfirborð plastagna sem fundust í sýnum úr hafi⁴³.

Við niðurbrot plastefna losna ýmis afleiðuefni, t.d. karboxílsýrur, aldehýð, ketónar, fenól og bensen⁴⁶ og er það því viðbót við mengandi áhrif bætiefna og efna sem loða við plastið í umhverfinu. Nær allar gerðir plasts eru framleiddar með mismunandi íblöndunarefnum sem hafa áhrif á það hversu vel plastið brotnar niður og sundrast í umhverfinu⁴⁶ þar sem meginþorri þeirra er gerður til þess að varna hrörnun plastsins.

Erfitt er að segja til um líftíma örplasts í umhverfinu en þó hefur verið sýnt fram á að örplast á yfirborði sjávar getur verið þar í langan tíma án þess að brotna fyllilega niður⁵⁴. Enn síður brotnar það niður í sjávarseti en sjávarbotn í djúphöfunum gæti verið stærsti viðtaki örplasts á jörðinni²¹. Á sjávarbotni á grunnsævi eru næringarefni og lífvirk efni í meira mæli en í djúpsjávarseti úti á rúmsjó. Þar er upprót á botnseti líka meira og má því leiða líkur að því að möguleikar á niðurbroti örplasts séu meiri á grunnsævi en í orkulægri vistkerfum á djúpsjávarbotni⁵⁵.

Niðurbrot plasts er langtum hraðara í fjörum heldur en í sjó en sjórinn veitir skjól gagnvart veðrun og hefur minna súrefnisinnihald en andrúmsloftið³⁷. Þar að auki geta ásætur, sem hafa betri vaxtarskilyrði í hafinu en í fjöru, hægt á niðurbrotsferlinu með því að hindra aðkomu sólarljóssins að plastinu^56,57. Strandhreinsanir eru því mikilvægur þáttur í því að koma í veg fyrir myndun örplasts og losun bæti- og afleiðuefna í umhverfið.

Ósamræmi er á milli þess hve mikið magn af plasti er framleitt og berst í hafið og þess sem mælist sem örplast¹⁸. Þetta á sérstaklega við um smærri örplastagnir (sjá mynd 2.5). Eftir því sem örplastagnir brotna í minni einingar verða þær mögulega innbyrtar af æ fleiri hópum lífvera¹⁸. Það er því alls ekki ljóst hve stór hluti örplastagna er tekinn upp í fæðukeðjur í hafinu, hve stór hluti þeirra sundrast eða hve stór hluti þeirra sekkur til botns. Afdrif örplasts minni en 20 µm eru ókunn vegna þess að sýnatökuaðferðir hafa enn ekki verið þróaðar með fullnægjandi hætti⁵⁸. Ekki er mikið vitað um niðurbrot örplasts í nanóplast, einkum þar sem sýnataka er takmörkunum háð, en þar sem nanóplast getur myndast við slit plasts á rannsóknarstofu má gera ráð fyrir að það geti myndast og verið til staðar í umhverfinu⁵⁹.

Mynd 2.5: Mæld og áætluð stærðardreifing (lograskali) örplastagna í yfirborðslögum sjávar í svokölluðum plastflákum. Áætluð gildi voru einungis metin út frá niðurbroti stærra plasts. Skyggða svæðið sýnir stærðarmörkin frá 1 mm til 5 mm. (Mynd unnin eftir Cozar 2014¹⁸)

Tæknileg umræða um sýnatökur

Örplast í umhverfinu er misjafnt að lögun, stærð og lit og hefur ólíka efnasamsetningu⁶⁰ sem meðal annars gerir það erfitt að samræma staðlaðar aðferðir við söfnun og greiningu þess. Margar ólíkar greiningaraðferðir eru mögulegar en henta misvel eftir stærð agnanna og eðlisþyngd⁶¹. Einföld athugun með víðsjá og smásjá er enn mjög gagnleg aðferð^61,62 en agnir sem líta út eins og flyksur eru þá frekar vantaldar og þráðlaga örplast oftalið⁶². Hins vegar eru gegnsæjar eða hvítar agnir oft taldar sem syntetískar fjölliður, líkt og pólýetýlen og pólýprópýlen, í litrófssjá (Fourier Transformed- Infra Red, eða Raman)⁶². Litun sýnanna með Nílar rauðum lit ásamt skoðun flúrljómandi sýna í smásjá hefur gefið góða raun við að greina örplastagnir af ólíkri lögun og bæði á míkró- og nanóskala en þó eru vandamál tengd myndgreiningu og menguðum sýnum⁶³. Rafeindasmásjár gefa upplýsingar um stærð og lögun örplasts og jafnvel efnasamsetningu sé röntgengeisla-ljómun notuð samhliða (Energy X-ray dispersion spectroscopy)⁶⁴.

Mynd 2.6: Yfirlit yfir aðferðir við sýnatökur á plasti frá nanóplasti og upp úr. FTIR stendur fyrir “Fourier Transformed- Infra Red” og FFF fyrir “Field Flow Fractionation” (sjá Mintenig 2016⁶⁵).

Niðurstöður litrófsgreininga á örplasti passa stundum ekki við þekkt sýni þar sem veðrun á yfirborði agnanna úr umhverfinu gefur ólíkar niðurstöður. Hitasundrun með gasgreini tengdum massagreini (pyrolysis gas chromatography – mass spectrometry (Pyr-GC/MS)) þar sem sýnin eru hituð þannig að efnasambönd brotna niður við súrefnisfirrtar aðstæður þau aðgreind í gasgreini og greind í massagreini⁶⁶. Helstu kostir við þessa aðferð (Pyr-GC/MS) eru að ekki þarf að einangra sýnin, syntetísku plastfjölliðurnar og umlykjandi efni sýnisins geta farið saman í hitasundrun og gefið eigindlegar og nokkuð magnbundnar niðurstöður⁶⁷.

Heimildir

10. Carpenter EJ, Anderson JS, Harvey RG, Miklas HP, Peck BB. Polystyrene Spherules in Coastal Waters. 1972;(Nóvember):0–2.

11. Colton JB, Knapp FD, Burns BR. Plastic Particles in Surface Waters of the Northwestern Atlantic. 1974;(August 1972):491–497.

12. Zitko V, Hanlon M. Another source of pollution by plastics: skin cleaners with plastic scrubbers. Marine Pollution Bulletin. 1991;22(1):41–42.

13. Thompson RC, Olse Y. Lost at sea: where is all the plastic? Science (New York, NY). 2004;304(5672):838. doi:doi:10.1126/science.1094559

14. Souza Machado AA de, Lau CW, Till J, o.fl. Impacts of microplastics on the soil biophysical environment. Environmental science & technology. 2018;52(17):9656–9665.

15. Besseling E, Quik JT, Sun M, Koelmans AA. Fate of nano-and microplastic in freshwater systems: A modeling study. Environmental Pollution. 2017;220:540–548.

16. Horton AA, Walton A, Spurgeon DJ, Lahive E, Svendsen C. Microplastics in freshwater and terrestrial environments: evaluating the current understanding to identify the knowledge gaps and future research priorities. Science of the total environment. 2017;586:127–141.

17. Eriksen M, Lebreton LC, Carson HS, o.fl. Plastic pollution in the world’s oceans: more than 5 trillion plastic pieces weighing over 250,000 tons afloat at sea. PloS one. 2014;9(12).

18. Cózar A, Echevarrı́a F, González-Gordillo JI, o.fl. Plastic debris in the open ocean. Proceedings of the National Academy of Sciences. 2014;111(28):10239–10244.

19. Goldberg E. Plasticizing the seafloor: an overview. Environmental Technology. 1997;18(2):195–201.

21. Woodall LC, Sanchez-Vidal A, Canals M, o.fl. The deep sea is a major sink for microplastic debris. Royal Society open science. 2014;1(4):140317.

22. Law KL, Morét-Ferguson S, Maximenko NA, o.fl. Plastic accumulation in the North Atlantic subtropical gyre. Science. 2010;329(5996):1185–1188.

24. Lebreton L, Slat B, Ferrari F, o.fl. Evidence that the Great Pacific Garbage Patch is rapidly accumulating plastic. Scientific reports. 2018;8(1):4666.

25. Cózar A, Martı́ E, Duarte CM, o.fl. The Arctic Ocean as a dead end for floating plastics in the North Atlantic branch of the Thermohaline Circulation. Science advances. 2017;3(4).

26. Obbard RW, Sadri S, Wong YQ, Khitun AA, Baker I, Thompson RC. Global warming releases microplastic legacy frozen in Arctic Sea ice. Earth’s Future. 2014;2(6):315–320.

27. Enders K, Lenz R, Stedmon CA, Nielsen TG. Abundance, size and polymer composition of marine microplastics≥ 10 \(\mu\)m in the Atlantic Ocean and their modelled vertical distribution. Marine pollution bulletin. 2015;100(1):70–81.

29. Auta HS, Emenike C, Fauziah S. Distribution and importance of microplastics in the marine environment: a review of the sources, fate, effects, and potential solutions. Environment international. 2017;102:165–176.

30. Boucher J, Friot D. Primary microplastics in the oceans: a global evaluation of sources. IUCN Gland, Switzerland; 2017.

31. Bergmann M, Gutow L, Klages M. Marine anthropogenic litter.; 2015:1–447. doi:10.1007/978-3-319-16510-3

32. Sundt P, Schulze P-E, Syversen F. Sources of microplastic-pollution to the marine environment. Mepex for the Norwegian Environment Agency. 2014.

33. Velzeboer I, Kwadijk C, Koelmans A. Strong sorption of PCBs to nanoplastics, microplastics, carbon nanotubes, and fullerenes. Environmental science & technology. 2014;48(9):4869–4876.

34. Thompson RC. Microplastics in the marine environment: Sources, consequences and solutions. Í: Marine anthropogenic litter. Springer; 2015:185–200.

35. Browne MA, Dissanayake A, Galloway TS, Lowe DM, Thompson RC. Ingested microscopic plastic translocates to the circulatory system of the mussel, Mytilus edulis (L.). Environmental science & technology. 2008;42(13):5026–5031.

36. Löder MG, Gerdts G. Methodology used for the detection and identification of microplastics—A critical appraisal. Í: Marine anthropogenic litter. Springer; 2015:201–227.

37. Andrady AL. Microplastics in the marine environment. Marine pollution bulletin. 2011;62(8):1596–1605.

38. Isobe A, Kubo K, Tamura Y, Nakashima E, Fujii N, others. Selective transport of microplastics and mesoplastics by drifting in coastal waters. Marine pollution bulletin. 2014;89(1-2):324–330.

39. Gewert B, Ogonowski M, Barth A, Macleod M. Abundance and composition of near surface microplastics and plastic debris in the Stockholm Archipelago , Baltic Sea. Marine Pollution Bulletin. 2017;120(1-2):292–302. doi:10.1016/j.marpolbul.2017.04.062

40. Sherrington C, Darrah C, Hann S, Cole G, Corbin M. Study to support the development of measures to combat a range of marine litter sources. Report for European Commission DG Environment. 2016.

41. Levinton JS, Levinton JS. Marine biology: function, biodiversity, ecology. B 420. Oxford University Press New York; 1995.

42. Stokes GG. On the effect of the internal friction of fluids on the motion of pendulums. B 9. Pitt Press Cambridge; 1851.

43. Zettler ER, Mincer TJ, Amaral-Zettler LA. Life in the „ Plastisphere “ : Microbial Communities on Plastic Marine Debris. Environmental science & technology. 2013.

44. Plastics – Vocabulary. Geneva, CH: International Organization for Standardization; 2013.

45. Sameiginlega Ees-nefndin. EES-viðbætir við Stjórnartíðindi Evrópusambandsins nr. 54.; 2007. http://www.efta.int/sites/default/files/documents/eea-supplements/icelandic/2007-is/su-nr-54-is-15-11-2007-1hluti.pdf.

46. Gewert B, Plassmann MM, MacLeod M. Pathways for degradation of plastic polymers floating in the marine environment. Environmental Science: Processes & Impacts. 2015;17(9):1513–1521.

47. Barnes DK, Galgani F, Thompson RC, Barlaz M. Accumulation and fragmentation of plastic debris in global environments. Philosophical Transactions of the Royal Society of London B: Biological Sciences. 2009;364(1526):1985–1998.

48. Singh B, Sharma N. Mechanistic implications of plastic degradation. 2008;93. doi:10.1016/j.polymdegradstab.2007.11.008

49. Fotopoulou K, Karapanagioti HK. Degradation of Various Plastics in the Environment. 2017;(April). doi:10.1007/698

50. SMALL, SMALLER, MICROSCOPIC! https://www.nurdlehunt.org.uk/. Sótt maí 9, 2019.

51. Andrady AL. The plastic in microplastics: a review. Marine pollution bulletin. 2017;119(1):12–22.

52. Shah AA, Hasan F, Hameed A, Ahmed S. Biological degradation of plastics: a comprehensive review. Biotechnology advances. 2008;26(3):246–265.

53. Paço A, Duarte K, Costa JP da, o.fl. Biodegradation of polyethylene microplastics by the marine fungus Zalerion maritimum. Science of the Total Environment. 2017;586:10–15.

54. Brandon J, Goldstein M, Ohman MD. Long-term aging and degradation of microplastic particles: comparing in situ oceanic and experimental weathering patterns. Marine pollution bulletin. 2016;110(1):299–308.

55. Nozari A, Mojdehi M. The impact of supply chain management strategy on organizational performance through total just in time (T-JIT) by using approach of structural equation model. B 11.; 2016:2834–2840. doi:10.3923/jeasci.2016.2834.2840

56. O’Brine T, Thompson RC. Degradation of plastic carrier bags in the marine environment. Marine pollution bulletin. 2010;60(12):2279–2283.

57. Muthukumar T, Aravinthan A, Lakshmi K, Venkatesan R, Vedaprakash L, Doble M. Fouling and stability of polymers and composites in marine environment. International Biodeterioration & Biodegradation. 2011;65(2):276–284.

58. Renner G, Schmidt TC, Schram J. Analytical methodologies for monitoring micro(nano)plastics: Which are fit for purpose? Current Opinion in Environmental Science & Health. 2018;1:55–61. doi:https://doi.org/10.1016/j.coesh.2017.11.001

59. Lambert S, Wagner M. Formation of microscopic particles during the degradation of different polymers. Chemosphere. 2016;161:510–517.

60. Phuong NN, Zalouk-Vergnoux A, Poirier L, o.fl. Is there any consistency between the microplastics found in the field and those used in laboratory experiments? Environmental Pollution. 2016;211:111–123.

61. Hepsø MO. Experimental weathering of microplastic under simulated environmental conditions-Method development and characterization of pristine, photodegraded and mechanically weathered microplastic. 2018.

62. Song YK, Hong SH, Jang M, o.fl. A comparison of microscopic and spectroscopic identification methods for analysis of microplastics in environmental samples. Marine Pollution Bulletin. 2015;93(1):202–209. doi:https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2015.01.015

63. Shim WJ, Song YK, Hong SH, Jang M. Identification and quantification of microplastics using Nile Red staining. Marine Pollution Bulletin. 2016;113(1):469–476. doi:https://doi.org/10.1016/j.marpolbul.2016.10.049

64. GIRÃO C A. V. Application of Scanning Electron Microscopy–Energy Dispersive X-Ray Spectroscopy (SEM-EDS). Í: Comprehensive Analytical Chemistry. Elsevier; 2017.

65. Mintenig SM, Bauerlein PS, Koelmans AA, Dekker SC, Wezel APV. Closing the gap between small and smaller : Towards an analytical protocol for the detection of Micro- and Nanoplastic in freshwater systems. 2016:2016.

66. Rocha-Santos D T. Microplastics – Occurrence, Fate and Behaviour in the Environment. Í: Comprehensive Analytical Chemistry. Elsevier; 2017.

67. Fischer M, Scholz-Böttcher BM. Simultaneous Trace Identification and Quantification of Common Types of Microplastics in Environmental Samples by Pyrolysis-Gas Chromatography–Mass Spectrometry. Environmental Science & Technology. 2017;51(9):5052–5060. doi:10.1021/acs.est.6b06362

---

2. þörungasnið eru tekin með háfum með fínum möskva úr efri lögum sjávar úti á opnu hafi sem og nærri ströndum↩