有機物の分解により、堆積物中の有機汚染物質が濃縮される

Nature Communications volume 14、記事番号: 2012 (2023) この記事を引用

2751 アクセス

454 オルトメトリック

メトリクスの詳細

ポリ塩化ビフェニル (PCB) などの残留性有機汚染物質 (POP) の深海の堆積物への埋没は、過去の排出量の 60% に寄与しています。しかし、深海でのそれらの発生に関する経験的データは不足しています。したがって、深海のPOPシンクの推定値は不確実です。海の最深部を表すハダル海溝は、有機炭素の埋没と分解のホットスポットです。 POPs は有機炭素に有利に分配されるため、トレンチは汚染物質の重大なシンクとなる可能性があります。今回我々は、アタカマ海溝のハダル（7720～8085 m）堆積物と非ハダル（2560～4050 m）堆積物の両方にPCBが存在することを示す。堆積物の乾燥重量に対して正規化された PCB 濃度は、どの地点でも同様でしたが、堆積物の有機炭素に対して正規化された PCB 濃度は、劣化した有層堆積物で堆積物の不活性有機炭素の割合が増加するにつれて指数関数的に増加しました。私たちは、ハダルトレンチにおける独特の堆積ダイナミクスと有機炭素の代謝回転の上昇により、地球の最も深い場所でのPOP濃度が増加していることを示唆しています。

人為的な残留性有機汚染物質 (POP) は、深海を含む地球上のあらゆる場所に存在します1、2、3、4、5。これらの有害物質は、環境中に残留し、長距離輸送される物理化学的特性を持っています6。したがって、POPs は、その発生源から遠く離れた場所で、使用が禁止され一次排出が停止されてから長い間、海洋生物に害を及ぼす可能性があります。一例として、工業用化学物質であるポリ塩化ビフェニル (PCB) が 1970 年代半ばに禁止されたことで、世界的な排出量が大幅に減少しました 7。しかし、使用と排出がピークに達してからほぼ 50 年が経過した現在、PCB は世界のシャチ個体群の 50% 以上の繁殖と生存能力を脅かしていることが最近実証されました8。 PCB は人間と動物の両方に深刻な健康影響を引き起こすことが知られています。それらは生殖システムと免疫システムに害を及ぼし、発がん性があります（ストックホルム条約）。 PCB は生物濃縮され、その結果、人間を含む食物網の頂点に立つ消費者において有害な濃度に達する可能性があります。

ほとんどの POP は水に溶けにくく、水柱中で有機炭素に良好に分配されます。たとえば、PCB は水から植物プランクトンに分配される際に約 1,000,000 倍濃縮されます9。生物学的ポンプは、粒子に吸着された POPs の海面から深海層、そして最終的には底層堆積物への垂直輸送を促進します10。北極海の水柱におけるPOPsの垂直方向のプロファイルは、沈降粒子による輸送と北極深層水層の長い滞留時間の組み合わせの結果として、深さとともに濃度が増加することを示しました1,11。大西洋とインド洋の深さ 3,000 m までで行われた他の研究 3,12 では、海流が POPs をより深い水層に輸送するのに重要な役割を果たす可能性があると結論付けています。深海は POPs の重要な吸収源と考えられており 10、海洋堆積物中の PCB の埋没量は、1930 年代の生産開始以来の累積排出量の 60% に相当すると推定されています2。しかし、これらの評価は深海での非常に限られた数の測定に基づいており、海洋の最深部の堆積物における POPs の発生に関する実証データはほとんどありません。

ハルダル海溝は、深さ 6 ～ 11 km に及ぶ地球の海洋の最も深い部分を表し、海底の約 1% に相当する 3.44 × 106 km2 の面積をカバーしています。トレンチシステムは有機材料のコレクターとして機能します。このプロセスは、潮汐による内部変動 14 と、下り坂の重力による堆積物の変位 15 によって促進されます。より連続的な下り坂の物質輸送とは別に、通常は地震によって引き起こされる、以前に堆積した大量の物質の明確な突然の移動がトレンチ軸に沿って発生する可能性があります。 210Pbex (過剰な 210Pb のガンマ線分光分析) プロファイルの詳細な調査により、このような「質量消耗」現象がアタカマ海溝における物質の堆積に大きく寄与していることが示されました 15。海底堆積物には、極度の静水圧下で繁栄する微生物が豊富に生息しており 16、17、18、隣接する深層堆積物と比較して有機炭素の分解速度が速いことがわかっており、分解速度は大陸の斜面や縁辺で遭遇する値に比例することが多い 19 、20。しかし、ハダル炭素鉱化速度は、i) 海洋表層の生産 19、ii) 堆積物質を集中または選別する可能性のある局所的な深浅測量および水路条件 14、および iii) 遺物だけでなく新鮮なものも移動させるまれな大量消耗事象の発生に応じて、海溝系内および海溝系間で大きく異なります。不安定な有機材料をトレンチ軸に移動させる19,21。

堆積物中の POP の発生に関するデータは不足しています。査読済み文献にある既存の 2 つの調査では、POPs が「検出されなかった」4、または驚くほど全体的に高濃度で多様な POPs 濃度が報告されています 22。さらに、後者の例には、個々の PCB 同族体の説明されていない相対的な寄与が含まれています 22。この注意点は、環境サンプルで見つかった単一の PCB 同族体の相対的な寄与と、PCB の環境発生源を構成する市販の PCB 混合物 (アロクロール) での寄与を比較するとわかります。一例として、アロクロール混合物における PCB#60 の最大寄与率は 3% 未満です。しかし、マリアナ海溝における相対的な寄与率は最大 65% であると報告されています22。同様に、PCB#169 は、アロクロール混合物には存在しませんでしたが、同じハダル設定でかなり高濃度 (総 PCB プールの最大 2%) を有することが報告されました 23,24。マリアナ海溝のハダル堆積物中の POPs の発生に関するさらなる研究は、初期の報告をより深く理解するために価値があるでしょう。

初期の2件の研究では、海底堆積物（マリアナ、ムッソー、ニューブリテン、ケルマデック海溝）から収集された掃気底生端脚類中に高濃度のPOPsが存在することが示されており、その濃度は汚染地域で見つかった濃度に匹敵する（7つの指標PCB：147～905 ng g-1）マリアナでの乾燥重量、ケルマデック海溝で 18 ～ 43 ng g-1 の乾燥重量 4,5、マリアナで 103 ～ 678 ng g-1 の脂質重量、ムッサウとニュートラルで 7 ～ 65 ng g-1 の脂質重量イギリスの塹壕6)。 Cui らによるマリアナ、ムッサウ、ニューブリテンの海溝の堆積物からは POP は検出されず 4、Jamieson らによる研究では堆積物の分析は行われませんでした 5。最近の発見により、海溝地域では深海平均の 30 ～ 60 倍の底生水銀蓄積率 25,26 と、ヒ素濃度の上昇が確認されています 27。したがって、既存のデータが限られているため、汚染物質の地球規模の吸収源としての海溝堆積物の役割についてさらなる研究が必要です。

今回我々は、高感度かつ選択的なタンデム質量分析法を使用して、深さ6000メートル以下で収集された堆積物中のPCB濃度に関するデータセットを取得し、アタカマ海溝内の個々のPCB同族体の濃度がpg g−1乾燥重量（dwt）の範囲にあることを実証した。。我々の結果は、ハダルトレンチにおける独特の堆積ダイナミクスと有機炭素の代謝回転の上昇が、POP 堆積物濃度の増加に寄与していることを示唆しています。我々は、この観察は有機炭素の分解中の PCB の濃度上昇の結果であり、おそらくは劣化した有機物の収着能力の増加によるものであると仮説を立てています。

私たちは、アタカマ海溝地域の深さ 2500 m の海底サイトから 8000 m 以上の深さまでの範囲の深さの 5 つのサイトでプッシュコアを使用して収集した表層堆積物 (0 ～ 10 cm) からの PCB を分析しました (図 1; 表 1)。アタカマ海溝は、ナスカプレートが南アメリカ大陸プレートの下に沈み込むことによって形成されます。ペルーとチリの沖合まで約 4,200 キロメートルにわたって広がり、最大深さは約 5 メートルです。 8000メートル（南緯23度36.79分、西経71度34.73分13）。この海溝は、表層海洋の高い生産性をもたらす激しい湧昇領域の近くに位置しています。その結果、このトレンチは、トレンチ軸に沿った値が 0.29 ～ 0.79 cm y-1 の範囲の比較的高い堆積物蓄積率と、1.1 ～ 5.3 g C m-2 y-1 の有機炭素の質量蓄積率を特徴としています 15。材料の堆積は、下り坂の集束と地震による質量消耗現象によって促進されます。炭素の安定同位体の分析は、海洋起源の有機物質の堆積が、潜在的に南部での流出および北部での風媒堆積を通じて陸生起源によって補われていることを示唆しています28。

南緯20度から南緯24.5度までの緯度距離は500kmです。地図は GEBCO_2022 グリッドデータセット 48 を使用して描画されます。

各サイトからそれぞれ 20 mm の 5 つの堆積物層が分析されました。 PCB は疎水性化学物質であり、有機炭素に吸着する傾向が高くなります。したがって、堆積物サンプル中の有機炭素の質と量は、これらの物質の環境運命の理解に役立ちます。堆積物サンプルの全有機炭素（TOC）含有量を分析し、不安定なプロト炭化水素の濃度（S1; mg HC g-1堆積物）を測定して、TOCの分解性を評価しました（補足表1）。 TOCの不活性画分の割合を計算した。堆積物サンプルごとおよびサイトごとの堆積速度は、過剰な 210Pb (210Pbex) のガンマ線分光分析を使用して推定されました15。この分析方法は、過去約 120 年間の堆積物の混合と堆積のトレーサーとして 210Pbex (半減期 22.3 年) の崩壊を利用しています。垂直方向に一定の値は通常、地震活動または生物擾乱のいずれかによって誘発された混合イベントを示しますが、より深い堆積物層の指数関数的な減少は通常、安定した一定の堆積速度を反映しています15。この洞察は、堆積した堆積物層の経路と年代に関する重要な情報を提供します。アタカマ海溝地域における材料の堆積と有機炭素の代謝回転に関するより具体的な詳細は、他の場所で見つけることができます 15,19。簡単に言えば、底生の鉱化作用は好気性鉱化作用が支配的であり、海底水の O2 と NO3- の濃度は海溝軸に沿って同様でした。さらに、O2 浸透深さは、トレンチ軸に沿って 3.1 ～ 4.1 cm の範囲で、サイト全体でほぼ同様でした 19,29。堆積物中の PCB を検出するための化学分析法は、ブランク汚染を最小限に抑えるように最適化されており、精度を高め、誤検知を最小限に抑えるために、PCB 同族体ごとに 1 ～ 2 個の修飾イオンを使用する GC-MS/MS での分析が含まれていました。 50 の堆積物層すべてのすべてのサイトの堆積物中に PCB が見つかりました。

表面堆積物（上部 20 mm）中の 9 種類の PCB 同族体の観察濃度は、0.72 ～ 41.2 pg g-1 dwt の範囲でした。国際海洋探査評議会 (ICES) が使用する 7 つの指標 PCB のうち 4 つ (#118、#138、#153、#180) が発見され、そのうち 2 つ (PCB#118 および PCB#180) が環境的に発見されました。ユビキタス PCB は、他の研究との比較のためにここで強調表示されています (すべての同族体に関するデータは図 2 および補足表 2 にあります)。 PCB#118 の濃度は 1.5 ～ 2.5 pg g-1 dwt の範囲であり、PCB#180 の濃度は 1.8 ～ 5.5 pg g-1 dwt の範囲でした。アタカマ堆積物中の PCB 濃度は、マリアナ海溝から以前に報告された濃度と同等か、それよりも低いです (PCB#118 0 ～ 13 pg g-1 dwt; PCB#180 0 ～ 19.3 pg g-1 dwt)。マリアナ海溝から報告された他のいくつかの PCB 同族体の濃度は驚くほど高く、その研究の著者らは、その濃度は「より浅い深さの海洋堆積物で以前に記録された濃度よりもはるかに高い」と結論付けました22。ここで報告されている PCB 濃度は、北極棚海から収集された表層堆積物から報告されている濃度よりも低いです (0 ～ 50 mm、PCB#118 2 ～ 64 pg g-1 dwt、PCB#180 1 ～ 41 pg g-1 dwt)30。、31。 PCB は主に北緯 30 度から北緯 60 度までの北部で製造および使用されていました7。したがって、PCB の排出は主に北半球で発生しました。これらの化合物は半揮発性であり、大気中、川、海流によって輸送される可能性があります。いわゆるバッタ引き効果や低温凝縮効果を通じて、PCB は北極に輸送され、これらの化学物質の移動性に対する低温の影響により、かなりの程度が北極に保持されます 32。したがって、北極では南半球の遠隔地に比べて PCB 濃度が高くなることが予想されます。 Deng ら 33 は、南極大陸 (深さ 154 ～ 3,240 m) と南シナ海 (深さ 1,380 ～ 4,000 m) で収集された堆積物中の PCB を分析しました。 PCB#180 はその研究には含まれていませんでしたが、PCB#118 (PCB#106 および #108 と共溶出) は、南極では 160 ～ 280 pg g-1 dwt、20 ～ 40 pg g-1 dwt の濃度が報告されていました。したがって、南シナ海では、アタカマ海溝での観測値よりも1〜2桁高くなります。アタカマ海溝で検出された PCB 濃度は、バルト海のような大きな影響を受けた海洋環境で測定されたものと比較すると 300 ～ 1,500 倍低く 34,35 であり、これまでの端脚類の PCB 濃度の観察とは対照的である 4,5。しかし、世界の海洋の最も深く、最も孤立していると思われる一部の地域で、残留性、毒性、生体蓄積性の人工化学物質が発見されたことは注目に値する。

アスタリスクと丸は、それぞれピークが積分できないこと、および濃度が検出限界未満であることを示します。矢印は、1970 年代半ばの世界的な PCB 排出量のピークに対応するおおよその堆積物の深さを示しています。表面堆積物におけるコアの混合は、おそらく生物撹乱と物理的混合によって媒介されると考えられます。

5 つのサンプリング地点すべてにおいて、PCB の最高濃度は表面堆積物 (上部 20 mm) で観察され、一般に濃度は堆積物の深さとともに減少しました (図 2)。 2 つの最も浅い場所（アタカマ 1、アタカマ 9）の表面堆積物は生物撹乱の影響を受ける可能性があります（堆積物コアの写真については補足図 1 を参照）15。補足図1の明確な層構造で証明されているように、ハダル堆積物中のより大きな生物撹乱動物相はまれでしたが、捕食する端脚類やホロチュル類などの表層動物相は依然として表層の混合に寄与している可能性があります15。さらに、地層環境には、トレンチ軸に向かって進行中の下り坂の物質輸送と、大量の物質が斜面からトレンチ軸に移動するまれな質量消耗イベントによる複雑な堆積ダイナミクスがあります21,36。 210Pbex の年代測定に基づくと、上部 100 mm の物質はおよそ過去 65 ～ 300 年以内に堆積したはずです (表 1)。

PCB の工業生産が開始される (1930 年代) 数十年前に堆積した堆積物中には PCB が存在し得ないため、いくつかの地点で分析された最も深い堆積物層で PCB が検出されたことは、堆積物の混合の兆候である。したがって、最上層の堆積物層の濃度が一般に高いという我々の発見は、慎重に解釈する必要があるかもしれません。しかし、表面堆積物層に向かって濃度が増加しているという我々の観察は、1980 年代から 1990 年代に堆積した堆積物層で一般的に報告されている POPs のピーク濃度とは対照的です 34,37 (図 2)。 PCB に関しては、世界的な排出量は 1970 年代半ばに大幅に削減され 7、その後 1990 年代に世界的な PCB の生産が停止されました。今後の研究で確認された場合、堆積物表面に向かって一般的に PCB 濃度が増加しているという観察は、この遠隔地では堆積物濃度がまだピークに達していないことを示している可能性があり、トレンチ内での POP 堆積の分散時間に重要な影響を与える可能性があります。

浅くて汚染されたバルト海（水深 459 m 以下）では、沿岸地域の PCB 堆積物濃度は 1970 年代後半にピークに達しましたが、沖合地域では約 15 年後にピーク濃度を示しました34。これはおそらく内部輸送プロセスによるものと考えられます。南半球の年代の古い堆積物コアに含まれる PCB に関するデータはほとんどありません。しかしながら、メキシコ 38 とタンザニア 39 の浅い淡水系から入手可能なデータは、北から報告されたものとは異なる PCB の時間傾向を示しています。タンザニアのコアでは、2000 年代初頭に堆積物中の PCB 濃度がピークに達し、その後大幅に減少し、近年では濃度が急激に増加しています。過去 10 年間の PCB 濃度の増加に寄与する可能性のある説明には、PCB を含む電子廃棄物からの放出などの二次発生源が含まれます39。メキシコの 2 つの堆積物コアでは、時間傾向はアタカマで観察されたものと同様でした。 1970 年代以降ピーク濃度は検出されませんでしたが、一方の炉心では 1990 年代以降、もう一方の炉心では過去 10 年間に PCB 濃度が増加しました 38。ハダル・アタカマ遺跡（深さ >6000 m）では、堆積速度は低く（0.43 ～ 1.53 mm year-1;15）、これは平均 20 mm の堆積物層が 27 ～ 69 年に相当することを意味します。したがって、20 mm サンプルの時間分解能が低いため、1990 年代後半から 2000 年代前半に発生したピーク濃度がアタカマの地下堆積物層では検出されなかった可能性があります。この辺鄙な地域ではまだ濃度がピークに達していない可能性もあるし、大量廃棄物事象や生物擾乱により、トレンチ地域での PCB 排出量減少の効果が隠蔽されている可能性もある。深海からの堆積物コア中の PCB およびその他のレガシー POP の濃度をさらに調査するには、今後の研究が必要です。深海の堆積物中のPOPsがまだピーク濃度に達していない場合、POPsの地球規模の輸送の時間スケールについて疑問が生じます。

上部の 2 つの堆積物層 (0 ～ 20 mm および 20 ～ 40 mm) における PCB の堆積物濃度 (堆積物乾燥重量に正規化) は、ハダル (アタカマ 2、4、6) と非ハダル (アタカマ 1、9) で同様でした。サイト（図3）。

層 0 ～ 20 mm の堆積物濃度は円で示され、層 20 ～ 40 mm の堆積物濃度は三角形で示されます。明るい色から暗い色は、浅いところから深いところまでの水深を示します。

PCB は疎水性化学物質 (log Kow ~4 ～ 8) であり、水への溶解度が低く、環境中で有機物に分配されることが好ましいです。したがって、PCB の環境濃度は一般に有機炭素ベース (pg g-1 OC) で表されます。アタカマ PCB 濃度を堆積物の有機炭素含有量に合わせて標準化すると、非危険部位の PCB 濃度が最も低くなる傾向があるパターンが明らかになります (図 4)。

大陸縁辺の斜面の深さ 2560 m で採取されたアタカマ 1 は、物質の集中と複雑な堆積ダイナミクスを伴う、海溝内のサイトと比較して異なる環境を表しています19。アタカマを含むハダル海溝では、有機炭素の回転率が比較的高い19。 PCB は選択的に有機物に分配されるため、有機炭素の劣化により有機炭素ベースの PCB 濃度が上昇します。また、PCB の吸着剤としてのバルク有機炭素の品質も、トレンチ内で劣化するにつれて変化する可能性があります。不安定な有機炭素の一部はトレンチ軸に沿って保存されますが 15,40、表面堆積有機物の不活性部分は一般に、標的サイトの水深に応じて増加します。有害部位と非有害部位の PCB 濃度には顕著な差がありました。不活性有機炭素分率に対してプロットされた有機炭素質量あたりの PCB 濃度は指数関数的な関係を示しており (図 5)、堆積物中の有機炭素の割合がより不活性/耐火性になるにつれて、有機炭素単位の PCB 濃度が指数関数的に増加することを示しています。。

さらに、堆積物有機炭素中の不安定なプロト炭化水素（S1）の割合は、研究サイトの有機炭素あたりのPCB含有量と逆相関を示します（図6）。これは、PCB が研究堆積物中の有機炭素の高耐火性部分と関連していると思われるという上記の発見を裏付けるものです。 PCB や芳香族骨格を持つその他の有機汚染物質は、すすや木炭などの凝縮した有機物に強力に吸着します41。この効果は、平面構造を持つ PAH などで特に強いですが、PCB やその他の非平面状化合物でも観察されています 42,43。したがって、研究された海溝堆積物中の最も劣化した耐火性の不活性有機物部分の形成と蓄積は、POPs の収着能力の向上につながる可能性があります。これと一致して、Hawthorneら44は、1900を超える堆積物サンプルのデータベースを使用して、風化の少ない堆積物と比較して、風化した堆積物のPCBのより強い吸着を観察した。 Krauss と Wilcke45 は、密度が増加する土壌部分への PCB と PAH の発生と吸着を研究しました。彼らは、土壌密度が増加するにつれて PAH と PCB の両方の濃度が減少することを発見しました。さらに、OC で正規化した PAH 濃度は、より軽い画分と比較して、より分解された重い画分の方が有意に高かった。この効果は重い PAH ではより顕著でしたが、PCB ではそのような傾向は観察されませんでした。したがって、さまざまな土壌画分における PCB の分布は、有機物の質ではなく量によって左右されましたが、より重い PAH は OC の質にも影響されました。

アタカマ堆積物サンプルでは、測定され品質が保証された PCB 間の物理化学的特性の範囲が狭すぎて、トレンチ内の分布に対する有機物の品質の影響を確立できませんでした。この制限により、底質堆積物サンプル中の高度に塩素化された PCB 同族体の嫌気性脱塩素化の可能性についてのさらなる調査も妨げられました 46。しかし、我々は、有機物がトレンチの斜面で分解し、トレンチの軸に沿って集中するため、堆積物の有機炭素よりも残留性の高い PCB の組み合わせが PCB の濃縮につながり、この結果は、劣化した有機炭素がより不安定な炭素と比較して、POPs を吸着する能力が高い44。

アタカマの堆積物コアは、クルーズ R/V Sonne (SO261、2018) 中にマルチコアサンプラーを使用して収集されました47。堆積物のコアは船上でスライスされ、堆積物サンプルは実験室でさらに処理されるまで、ガラスとプラスチックキャップの間にアルミホイルを固定した清潔な青いキャップのボトルに入れて冷凍保存されました。汚染物質分析のための解凍とサブサンプリングは、潜在的なバックグラウンド汚染について事前にテストされた清潔なドラフト内で行われ、サンプルは事前に洗浄されたガラス瓶に保管されました。堆積物中の 210Pbex 濃度は、Oguri et al.15 の記載に従ってガンマ線分析で測定されました。

堆積物有機炭素の地球化学的測定は、オーフス大学地球科学部のリソスフェア有機炭素 (LOC) 研究室で実施されました。この方法には、HAWK 熱分解および TOC 分析装置 (Wildcat Technologies、米国) を使用した、プログラムされた温度、開放無水熱分解、および約 50 mg の乾塊堆積物の燃焼が含まれます。不安定なプロト炭化水素の濃度 (S1; mg HC g-1 堆積物) は、FID 検出器を使用して 300 °C の等温で測定されました。最大 650 °C の昇温 (25 °C/分) での熱分解中に放出される炭化水素と酸素を含む有機炭素 (CO および CO2) の残りの濃度を合計すると、生成される有機炭素の総量 (GOC wt%) になります。分数。残りの有機炭素は、酸化オーブンで 800 °C の温度まで燃焼されました。これは、残りの耐火性の非生成有機炭素画分 (NGOC wt%) に起因するものであり、この論文では「不活性有機炭素」とみなされることがよくあります。総有機炭素 (TOC wt%) は、GOC と NGOC の合計です。分析精度と精度は、WT2 標準 (Wildcat Technologies、米国) を使用して監視されました。

沈殿物サンプルは、抽出前に硫酸ナトリウム (Na2SO4) と混合することによって乾燥させました。抽出のために、3 ～ 16 g の乾燥沈殿物を秤量して加速溶媒抽出 (ASE) セルに入れ、イソオクタン中の PCB 代替標準溶液 20 μL (13C 標識同族体 #28、#52、# の 100 pg μL-1) を加えました。 101、#118、#138、#153、#180）を追加しました。抽出効率を向上させるために、抽出セルに珪藻土を充填しました。抽出は、アセトン:n-ヘキサン (1:1、V/V) を使用して 100 °C で 2 サイクル実行され、約 100% の収量が得られました。各セルから 60 mL の抽出物を採取し、これをほぼ乾燥するまで蒸発させ、純粋な n-ヘキサンに交換しました。最後の 2 段階の浄化プロセスは、有機マトリックス成分と元素硫黄を除去するための硫酸と活性銅処理で構成されています。 GC-MS/MS 分析の前に、(13C-PCB #111) を含む回収標準溶液を各サンプルに添加しました。

予想される濃度が低いため、大量注入法が使用されました。簡単に説明すると、10 µL のサンプルをプログラム可能な温度蒸発 (PTV) インレットに注入し、カラムに注入する前に過剰な溶媒を低温で蒸発させました。各同族体は、MS/MS 検出器で少なくとも 2 つの遷移を使用して分析されました (補足表 3)。データは、内部標準法を使用して、各分析物の最も強いシグナルを持つ遷移イオンに基づいて定量化されました。 1 ～ 2 つの二次遷移を使用して、各分析物を評価しました。標識された PCB 標準は、塩素化度に基づいて各分析物に割り当てられました (補足表 4)。

乾燥、抽出、浄化および分析中の潜在的な汚染を考慮して、沈殿物サンプルの各バッチと並行してブランクサンプルを分析しました。同族体固有のメソッドの検出限界は、ブランクサンプルのバッチ固有の量の平均に 3 つの標準偏差を加えたものとして計算されました。ブランクに測定可能なレベルがないサンプルの場合、メソッドの検出限界 (補足表 5) は、信号対雑音比 (雑音の 6 倍/10 倍のピーク高さ) に基づいて決定されました。内部標準回収率は、個々の代替同族体と回収標準 (13C-PCB#111) の応答の比を使用して計算されました。比較には、代替標準と回収標準からなる参照混合物を使用しました (各同族体の個々の回収率については補足表 4 を参照)。当社のメソッド検証では、軽量の PCB では回収率や精度が低いことが実証されました。したがって、これらの同族体 (

この研究中に生成または分析されたすべてのデータは、この公開された論文とその補足情報ファイルに含まれています。

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サンプルは、R/V Sonne による巡航中、Frank Wenzöfer、Matthias Zabel、Ronnie N. Glud に授与された巡航 SO261 で入手されました。サンプルを入手するための素晴らしいサポートをしていただいた船長と乗組員に感謝します。財政的支援は、HADES-ERC Advanced 助成金「底生続成作用とハダル海溝の微生物学」#669947、デンマーク国立研究財団助成金 DNRF145 (デンマークハダル研究センター) によって提供されました。 SB は、スウェーデン研究評議会フォルマス (助成金番号: 2017-01513) の支援を受けました。追加の財政支援はストックホルム大学環境科学部から提供されます。

ストックホルム大学が提供するオープンアクセス資金。

ストックホルム大学環境科学部、ストックホルム、スウェーデン

アンナ・ソベク、セバスチャン・アベル、ゼ・リー、ジセラ・ホーリッツ

オーフス大学、地球科学部、リソスフェア有機炭素 (LOC) グループ、オーフス、デンマーク

ハメド・サンエイ & アルカルドラ

ヨーテボリ大学海洋科学部、ヨーテボリ、スウェーデン

スティーブン・ボナグリア

HADAL と Nordcee、南デンマーク大学生物学部、オーデンセ、デンマーク

Kazumasa Oguri & Ronnie N. Glud

海洋研究開発機構地球変動研究所、横須賀市

Kazumasa Oguri

デンマーク高等研究所 (DIAS)、南デンマーク大学、デンマーク、オーデンセ

ロニー・N・グラッド

東京海洋大学海洋環境科学部、東京、日本

ロニー・N・グラッド

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AS、SB、RNG がプロジェクトを設計しました。 RNG は遠征隊を組織し、堆積物のサンプリングを実施しました。 AS、SA、ZL、および GH が化学分析を計画し、実行しました。 HS、RNG、AR は有機炭素分析を計画し、実行しました。 KO と RNG は、堆積物年代学の調査のためにサンプルを採取し、実現しました。著者全員が結果とその意味について議論しました。 AS は著者全員の協力を得て原稿を書きました。

アンナ・ソベクへの通信。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

Nature Communications は、この研究の査読に貢献してくれた Edmond Sanganyado と他の匿名の査読者に感謝します。査読者レポートが利用可能です。

発行者注記 Springer Nature は、発行された地図および所属機関の管轄権の主張に関して中立を保っています。

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転載と許可

Sobek、A.、Abel、S.、Sanei、H. 他。有機物の分解は、ハダル堆積物中の有機汚染物質の濃縮を引き起こします。 Nat Commun 14、2012 (2023)。 https://doi.org/10.1038/s41467-023-37718-z

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受信日: 2022 年 11 月 17 日

受理日: 2023 年 3 月 28 日

公開日: 2023 年 4 月 10 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41467-023-37718-z

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有機物の分解により、堆積物中の有機汚染物質が濃縮される