紅海のプラスチック分解の現場実験室 - 海南プラスチックボトルグループ株式会社

Scientific Reports volume 12、記事番号: 11956 (2022) この記事を引用

2052 アクセス

1 引用

63 オルトメトリック

メトリクスの詳細

環境中でのプラスチックの劣化と断片化については、まだ十分に理解されていません。これは、風化期間を決定する長期的な研究や方法が不足していることが部分的に原因となっています。我々はここで、塑性年齢に関する情報を保存する新しい研究対象物、すなわち、29年前にエジプトのワディ・エル・ジェマル国立公園の海岸で沈没したSSハマダ号の難破船から採取されたマイクロプラスチック（MP）樹脂ペレットを紹介する。沈没日により、MP が沈没船と近くの海岸でどのくらいの時間休んでいたか、積み荷のどの部分が流されたのかを正確に判断することができました。両方のサンプリング場所からのペレットを、顕微鏡、X 線断層撮影、分光法、熱量測定、ゲル浸透クロマトグラフィー、およびレオロジーによって分析しました。ほとんどのペレットは低密度ポリエチレンでできていましたが、少量のペレットは高密度ポリエチレンも含まれていました。難破船内部の MP は、元の参照サンプルと比較して劣化の兆候を示さなかった。反対に、ビーチに打ち上げられたプラスチックはあらゆる構造レベルで変化を示し、それが時々断片化を引き起こしました。これらの発見は、海水条件下でのプラスチックの分解は比較的遅いが、紫外線と海岸の高温がそのプロセスの主な要因であることを示すさらなる証拠を提供する。今後の長期研究では、プラスチック分解の根底にあるメカニズムと時間スケールに焦点を当てる必要があります。

プラスチックの使用は、日常生活に数多くの改善をもたらしてきました 1,2 が、最近では、高い生産率と管理されていないポイ捨てにより、地球規模の境界を超える地球規模の環境問題として認識されています 3。プラスチックは少なくとも 50 年間にわたって環境中に廃棄されてきました4,5。その結果、プラスチックはどこにでも存在し6、少なくとも50億個のプラスチック片がプラスチックごみの主要な沈みどころである海洋に流入しています7。また、2010 年には沿岸 192 か国で約 2 億 7,500 万トンのプラスチック廃棄物が発生し、480 万から 1,270 万メガトンが海洋に流出したと報告されています8。

最近、マイクロプラスチック (MP) と呼ばれる 1 μm ～ 5 mm のサイズのプラスチックに特に焦点が当てられています9,10,11。 MP にはプライマリ MP とセカンダリ MP の 2 種類があります。一次 MP は、化粧品や衛生製品、工業用の樹脂ペレットなど、多くの目的のために意図的にこのサイズ範囲で製造されます 12、13。生産、輸送、保管、廃棄物管理中のペレットの損失は、海洋生息地への主要な MP の重要な投入経路として機能する可能性があります 14,15。二次 MP は、より大きなプラスチック片の断片化から発生します12。

MP は、その形成に関係なく、単一個体の細胞レベルから気候変動の加速に至るまで、海洋野生生物や生態系サービスに悪影響を引き起こす可能性があることは間違いありません 16,17。例えば、MP は、潜在的に有毒な物質、つまり、残留性有機汚染物質、金属、添加剤、可塑剤、抗生物質のシンクとソースの両方として機能します 18、19、20、21、22。この化学的に複雑なカクテルは、プラスチックの断片化により一定の速度で放出される可能性がありますが、その速度は増加しており、その結果、いわゆる世界的なプラスチックの毒性負債が生じます23。さらに、MP は栄養移動の結果として海洋食物網に蓄積する可能性があります 24,25。 MP は生物に摂取されると、腸閉塞や炎症過程などの組織の物理的損傷を引き起こす可能性があり、動物の行動にも悪影響を与える可能性があります 26。ナノプラスチックは、サイズが 1 nm ～ 1 µm のプラスチック粒子として定義され、生体膜を通過することもできるため、遺伝物質や細胞小器官と直接相互作用することができます 27。最終的には、これにより個体群構造と特定の種の存在量が変化する可能性があります。地球規模で見ると、プラスチックはライフサイクルの各段階で CO2、メタン、その他さまざまな温室効果ガスを放出し、それによってかなりの割合で気候変動に寄与しています28。たとえば、2015 年にはプラスチックだけで世界の温室効果ガス排出量の 4.5% を占めていました17。これに加えて、MP は、プランクトンが海面で CO2 を捕捉し、深海で炭素を隔離する生物地球化学的プロセスを妨害する可能性がありますが、これについてはまだ十分に理解されていません 29。これらの生態学的に悪影響の結果として、海洋プラスチックごみのポイ捨てが増加しています。は世界的危機の一部であると考えられています30。

前述の MP の長期にわたる効果は、部分的には、数百年から数千年続くと推定されている自然系における MP の高い持続性の結果です。例えば、海洋環境において、平均比表面積劣化速度が年間 15 μm である低密度ポリエチレン (LDPE) 製のビニール袋の半減期は、1.4 年から 2,500 年以上の範囲であると推定されています 32。多くの物理的および分子的特性を考慮した 3 レベルの機械学習分類によると、これは他のポリマーに比べて遅いです33。 MP の特性そのものに加えて、プラスチックの劣化の程度を決定するもう 1 つの重要な要因は、環境条件そのものです。これらには、熱酸化ストレス、水の動きによるせん断力、湿度、成長する生物からの生物学的活動、および UV 照射による光劣化が含まれます 32,34,35。後者は通常、海洋環境で劣化を開始すると考えられています36。暴露が続くと、プラスチックの表面に亀裂が入る傾向があり、最終的には表面の剥離や破片化によって二次的な MP37 が放出されます。何人かの著者は海洋条件下でのプラスチック分解を数年間研究しましたが、我々の知る限り、これまでに長期的な調査が行われたのはほんのわずかです38、39、40。また、信頼できる分析方法がないため、環境中のプラスチックから年齢と風化時間を直接推定することはできません37。どちらのパラメータも、変化する現場でのさまざまな曝露条件に依存しており、通常、この情報は研究者には入手できません。

そのような例外的なケースの 1 つは、約 29 年前の 1993 年 6 月 29 日に、エジプトのワディエルジェマル国立公園のアブゴスン近くでばら積み貨物船 SS ハマダ号が沈没したことに関連しています41,42。最後の貨物輸送では、長さ 65 m、幅 11 m の船に一次 MP 樹脂ペレットが積み込まれました。現在、SS ハマダ沈没船は右舷側が 2 つのセクションに分かれており、一部はキールが海底にあり、水深約 6 ～ 18 メートルの簡単にアクセスできるダイビングスポットとして人気があります。その貨物倉にはまだ MP 樹脂ペレットが充填されていますが (図 1a)、多くは沈没の結果放出されました。多くの MP が隣接する海岸に漂流しました (図 1c)。これと比較すると、最終的に海底に到達した MP は少なくなりました (図 1b)。これらは、沈没時に SS ハマダから落ちた袋に由来しており、後に引き裂かれて開けられています。含まれていた MP 樹脂ペレットはその間に汚損生物によって増殖したため、負の浮力となり、海底に留まりました 34。

エジプトのワディ・エル・ジェマル国立公園のビーチから落ちた MP 樹脂ペレットと紅海の SS ハマダ沈没事故の運命。 (a) 難破船の暗い海中には、数千のペレットが上下に浮かんでいます。 (b) いくつかの袋が船から落ち、引き裂かれた後に汚染されたプラスチックが周囲の海底に放出された一方、(c) 積荷の他の部分は海面に浮き、そこから近くの浜辺に流れ着いた。しっかりと覆われたプラスチックのシンクとして機能します。

我々は、SS 浜田沈没船の MP は、環境におけるプラスチックの分解を長期的に研究するための比類のない事例であると提案します。しかし、MP 樹脂ペレットはこれまでにどの程度劣化したのでしょうか? この疑問に答えるために、SS浜田沈没船内から浮遊するMP樹脂ペレットと、沈没場所の直前の海岸からMP樹脂ペレットを採取し、比較分析を行いました。このために、イメージング法、粒子測定、赤外分光法、熱分析、生化学的アプローチ、レオロジーの高度な組み合わせが適用されました。海岸はプラスチックの分解に最適な条件を提供しているため 43、我々は、浜田からの MP 樹脂ペレットは、SS 浜田難破船内の暗くて寒い条件下にあるものよりも、あらゆる構造レベルで早く風化するという仮説を立てました。

SSハマダの難破船は、そこから放出された正確な日付のMP樹脂ペレットにより、プラスチック分解の現場実験室のように機能します。この難破船の内部と近くの海岸からプラスチックがサンプリングされ、環境条件の違いによるプラスチックの劣化の程度の違いを精査しました。

フーリエ変換赤外分光法 (FTIR) を使用して、SS ハマダからの MP 樹脂ペレットのポリマータイプを決定しました。それらはLDPEとして識別できました（図2）。ごく少量の高密度ポリエチレン (HDPE) も検出されたことに注意してください。ピアソンの平均値は、難破船からのプラスチックと比較して、漂着した MP 樹脂ペレットの適合性が低いことを示しました (それぞれ 0.77 と 0.95)。

エジプトのワディ・エル・ジェマル国立公園のビーチと紅海のSSハマダ沈没船から採取したMP樹脂ペレットの内側で測定したフーリエ変換赤外スペクトル。参照データベースとの比較により、ほとんどの MP がLDPE であることが特定されました。それらのカルボニル指数 (1810 ～ 1550 cm-1) と指紋面積 (< 1500 cm-1) から、海岸で採取した MP の場合にのみ化学修飾が明らかになりました。

ポリマーの正体に加えて、考えられる分解の特徴も FTIR によって分析できます。サンプル部位間の違いは、指紋領域 (< 1500 cm-1) で特定されました。難破船のスペクトルは指紋領域の基準からの有意な逸脱を示さなかったが、海岸のサンプルはかなり強い重なり合いと伸縮振動を示し、それは広いピークの形で明らかであった(図2)。これは、それらの構造が化学的に変化したことを示しています。特に、より高い波数の範囲は、特定の官能基の存在を示しました。 1800 cm-1 に吸収バンドがあった 1 つのビーチに到達した MP を除いて、データベース参照と比較して、1500 ～ 4000 × cm-1 の範囲の両方のサンプルサイトからの MP のスペクトル挙動に意味のある変化がなかったことに注意してください (図 1)。 2)。この特定のパターンは、老化中に形成されたカルボニル基を示しています。

両方の MP 粒子集合体は、同等の粒子サイズと形状記述子分布を持っていました (オンラインの補足表 S2)。

海岸で見つかった MP 樹脂ペレットのサイズの中央値は 3.7 mm、IQR は 0.2 mm でしたが、難破船からのサイズの中央値は 3.8 mm、IQR は 0.3 mm でした（オンラインの補足図 S2）。

MP の大部分は円盤状のペレットとして分類されましたが、少量の円筒形粒子も存在しました (図 3a-b、オンラインの補足図 S2、オンラインの補足表 S2)。等周形状係数 f1 (式 1) の値は 1 に近く、ビーチと難破船からの MP の平均はそれぞれ 0.83 ± 0.06 (平均 ± sd) と 0.82 ± 0.1 でした (オンラインの補足図 S2)。ただし、分析されたペレット、つまり円柱のごく一部は、f1 < 0.60 の値を持ちました。伸びは、すべての MP で左に歪んだ分布を示し、平均値 0.16 ± 0.05 (ビーチ) および 0.18 ± 0.10 (難破船) を示しました (オンラインの補足図 S2)。平坦度は二峰性分布に従い、浜に打ち上げられた MP 樹脂ペレットの平均は 0.61 ± 0.19、SS 浜田沈没船の粒子の平均は 0.56 ± 0.27 でした（オンラインの補足図 S2）。平坦度の値が低いのはディスクの場合が一般的ですが、高い平坦度は円筒型 MP でのみ検出されました。

エジプトのワディ・エル・ジェマル国立公園のビーチと紅海の SS ハマダ沈没船の MP 樹脂ペレットの光学顕微鏡画像。 (a) 海岸および (b) SS 浜田沈没船からの MP のさまざまな粒子の形状と色の代表的な概要。この特性の割合はサンプル内で異なり、ベージュ、白、灰色の円盤状ペレットが黄色、黒、赤色、または円筒形の粒子よりも頻繁でした（オンラインの補足図S2およびオンラインの補足図S3を参照）。亀裂の複雑なネットワークは、ビーチに打ち上げられた MP にのみ存在しました。粒子表面の側面図から、(d) 難破船と比較して、(c) 海岸からの MP の摩耗レベルが低いことが明らかになりました。スケールバー: 1 mm。

粒子サイズと形状記述子の分布とは対照的に、MP 色の割合は 2 つのサンプル部位で異なっていました (オンラインの補足図 S3)。ビーチと難破船の内部では、白 (それぞれ 63% と 22%) とベージュ (それぞれ 31% と 41%) が主な色で、次に少量のグレー (それぞれ 2 % と 12%) が続きました。黄色の MP (それぞれ 13% と 14%)。漂着した MP は表面に弱い黄色しか示さなかったのに対し、沈没船からの粒子はすべての層で深い黄色を示したことに注意してください。さらに、SS 浜田沈没船の MP 樹脂ペレットも赤または黒 (どちらも 1%) でしたが、これらの色は海岸のサブサンプルにはありませんでした。

MP 分解の形態学的兆候を定性的に評価するために画像法が適用されました。一般に、海岸からの MP 樹脂ペレットには典型的な劣化の兆候が見られましたが、SS 浜田沈没船からの粒子の場合には劣化の兆候は見られませんでした。

海岸からのMPの場合には生物付着は発生しませんでしたが、表面は鱗片と亀裂の密なネットワークで頻繁に覆われました（図3a、オンラインの補足図S4）。亀裂の進行が進行すると、亀裂はペレットの中心に向かう傾向があり、いくつかの分岐が発生しました (図 4a、c、d)。また、他の亀裂と結合した亀裂もある。亀裂の内部に白い陰影が検出され、亀裂ネットワーク自体が顕著な量の鉱物で満たされていることを示しています（図4c）。注目すべきことに、MP 粒子の側面は滑らかで、細断された領域は見えませんでした (図 3c)。

エジプトのワディ・エル・ジェマル国立公園の近くのビーチと紅海のSSハマダ沈没船から採取した、μCTスキャンしたMP樹脂ペレットのスライス。 (a) 海岸および (b) SS ハマダの沈没船からのさまざまな MP の概要から、生産条件の結果である可能性が最も高いいくつかの空洞が明らかになりました。 (c) 海岸からのペレットには、特徴的な亀裂の中に鉱物が存在することを示す白い斑点がよく見られました。（ d ）μCTスライスの3D再構成により、亀裂（青色）がビーチ化したMPの内部に到達する複雑なネットワークを形成していることがわかりました。さらに亀裂が伝播すると、ペレットがさらに小さな MP に断片化する可能性が高くなります。赤い点は、ペレット内の閉じた細孔を示します。スケールバー: 1 mm。

逆に、難破船からの MP は未処理のような表面を示しました (図 3b)。ただし、チョーク状の外観が存在するため、いくつかの粒子では光沢のある表面が観察されました（図3b）。同様に、他の付着物は主にペレットの側面に見られ、バイオフィルムの形成に起因すると考えられます（図3d）。さらに、MP の側面には細断された領域が見られることがありました (図 3d)。

両方のサンプルサイトからの一部のペレットの内側に空洞が見られました (図 4a-b)。これらは、製造プロセスによって生じる空気の混入に起因する可能性があります。

粒子質量の場合、サンプル間の平均差は意味があるとはみなされませんでした（-0.146 mg、95％CI [-1.515 mg、1.223 mg]、オンラインの補足図S6）。海岸からの MP の平均体重は 25.313 ± 0.484 mg でしたが、難破船からの MP の平均質量は 25.459 ± 0.498 mg でした (平均 ± sem、ウェルチの両側 t 検定: t(198) = -0.21、p = 0.834)。。

示差走査熱量測定を適用して、両方のサンプルサイトで収集された MP の熱挙動を評価しました。明確に区別できる単一のピークのみが検出されたため、コポリマーまたはブレンドの存在は除外できました (図 5a)。最初の加熱サイクルでのガラス転移領域と冷却実行でのポリマーの再結晶がはっきりと確認できました (図 5a)。どちらも、LDPE のような半結晶性熱可塑性プラスチックに典型的なものです。

エジプトのワディエルジェマル国立公園のビーチと紅海の SS ハマダ沈没船から採取した MP 樹脂ペレットの熱 DSC 分析。 (a) 各サンプル部位の 10 個の DSC 曲線の平均。加熱中の融解ピークが高いほど、結晶化度は高くなります。 (b) 浜に打ち上げられた MP の結晶化度は、難破船からのペレットよりも高かった。値は、n = 10 反復の平均 ± 標準誤差として与えられます。

2 回目の加熱実行中に、ガラス転移領域のシフトが見つかりました。これはおそらく可塑剤の蒸発によって引き起こされたと考えられます。 2 回目の加熱サイクルでのより明確な融解ピークは、ポリマーの純度が向上していることを示唆しています。ピークの下の面積の減少は、質量の減少を示唆しています。結晶化度は難破船からの MP 樹脂ペレットよりも海岸からの MP 樹脂ペレットの方が高く、平均差は 2.93% (95% CI [0.92%, 4.94%]、Welch の両側 t 検定: t(10) = 3.252、 p = 0.009、図 5b)。

ゲル浸透クロマトグラフィー (GPC) を使用すると、高分子をサイズに応じて分離できます。このことから、モノマーの分岐長は、数 (Mn) または質量 (Mw) で重み付けされた平均モル質量によって説明できます。入手可能な純粋な資料がなかったため、データは以前に公開された結果と比較されました44。

ビーチからの MP は架橋ポリマー鎖のため完全に溶解できなかったため、測定を定量分析に使用できなかったことに注意してください。溶液を 150 °C で 2 時間から標準条件下で 120 時間まで延長した後でも、ビーチからの MP は 1,2,4-トリクロロベンゼン溶離液に溶解できませんでした。その代わりに、ビーチに落ちた MP は膨潤しており、溶解試験が終了するまではっきりと見えていました。

SS 浜田沈没船の MP では、Mn は Mw より小さく、比率は約 1:3 でした (それぞれ 46.85 ± 9.78 kg mol-1 および 124.80 ± 20.06 kg mol-1、平均 ± sem;図 6)。参照と比較して、難破船からの MP では Mn が -23.85 kg mol-1 小さかった (95% CI [-50.50 kg mol-1、2.80 kg mol-1]、Welch の両側 t 検定: t(5 ) = -2.277、p = 0.070)、一方、Mw は 15.20 kg mol-1 大きかった (95% CI [-73.36 kg mol-1、103.76 kg mol-1]、Welch の両側 t 検定: t(8 ) = 0.395、p = 0.703)。

プラスチックの分解を分子レベルで研究するための GPC 結果。紅海の SS ハマダ沈没船からの MP 樹脂ペレットの (a) 数平均モル質量 (Mn) と (b) 質量平均モル質量 (Mw) を測定しました。粒子を溶解することが不可能であったため、海岸からの MP 樹脂ペレットのデータはここには示されていません。 LDPE の参照データは文献 44 から取得しました。値は、SS ハマダ沈没船からの MP の場合は n = 5 の反復、参照データの場合は n = 6 の平均 ± sem として与えられます。

分子量分布と長鎖分岐のレベルは、異なる環境条件下でのプラスチックの耐候中にわずかに変化するため、これはレオロジー測定にも影響を与えた可能性があります。

難破船サンプルは、低周波数でニュートンプラトーとそれに続くせん断速度の低下を伴う S 字曲線を示しました（図 7a）。ビーチ化された MP は、低周波数ではるかに高い複素粘度およびゼロせん断粘度（η0）を示しました。対照的に、中間から高周波数では、海岸からのサンプルは、SS 浜田沈没船からの MP よりも 5 倍低い複素粘度 (それぞれ 300 Pa と 1500 Pa) を示しました。さらに、せん断減粘挙動は観察されなかった。

エジプトのワディエルジェマル国立公園のビーチと紅海の SS ハマダ沈没船から採取した MP 樹脂ペレットのレオロジー特性。難破船からの MP は元の PE に典型的な挙動を示しましたが、浜に打ち上げられたペレットはより複雑な微細構造を示しました。 (a) 対数スケール化された複素粘度 |η*| (式2)。低周波数のニュートンプラトーは難破船内の MP でのみ発見されました。 (b) 対数対数スケールでの貯蔵弾性率 G' (丸) と損失弾性率 G'' (三角)。難破船からのペレットの場合、G´ は常に G´´ よりも高かったが、これは初期のLDPE に典型的なことである。ビーチに落ちた MP では、その逆が観察されました。これは、より複雑な微細構造を示しています。 (c) 損失正接 Tan δ は、浜に打ち上げられたペレットの場合は常に 1 より低く (実線)、難破船からの MP の場合は 1 より高かった。 X 軸の対数スケールに注目してください。

貯蔵 (G') と損失弾性率 (G'')、損失正接 (tan δ = G''/G') はすべて線形粘弾性関数であり、架橋の長さと高さの変化により敏感です。 PEチェーンのこと。 SSハマダ沈没船のMPは、支配的な粘性挙動（G''>G'）と1より高いtanδの値を示しました（図7bおよびc）。さらに、高周波数では、tan δ 値が 1 の G' と G'' 間のクロスオーバーポイントを検出できます。対照的に、ビーチに到達した MP の曲線は明らかに平坦で、G' は常に G'' よりも高かった。難破船の MP と比較すると、G' と G'' はどちらも低周波数では高い値を示し、高周波数では低い値を示しました。さらに、海岸のサンプルは、tan δ 値が 1 より低く、低周波数から中間周波数でも最小値を示しました (図 7c)。

全体として、海岸からのサンプルの場合、MP 樹脂ペレットの分解はかなり進行していました (オンライン補足表 S3)。それらは、分子レベルから形態学的変化に至るまでプラスチック劣化の典型的な兆候を示しましたが、SSハマダ沈没船内部からの粒子にはそのような兆候がほとんど見られませんでした。特に、ビーチサンプルでは、鎖分岐の架橋、より高い結晶化度、元のLDPEには典型的ではない一連のレオロジー特性、複雑な亀裂ネットワークを形成するはるかに多数の表面亀裂、そして最終的にはより高度な断片化が示されました。

既知の使用年数のプラスチックとのプラスチック劣化に関する比較長期分析を行うには、SS ハマダの MP 樹脂ペレットも優れた研究対象です。ここで、沈没の日付、つまり MP が海洋環境に入った時点を 1 日で特定できます。さらに、難破船内の MP には風化の歴史が詳しく記録されています。新しい方法が確立されるまで、浜に打ち上げられたペレットの場合、この情報は断片的なままです38。それにもかかわらず、SS ハマダの PE-MP 負荷は、これまでの他の調査では得られなかった、プラスチックの環境劣化に関する正確で意味のあるデータを提供します。これらの例の中で最も顕著なのは LEGO® ブロックですが、その年齢は 10 年程度しかありません 39。また、業界ではほとんど使用されていないポリマータイプのアクリロニトリルブタジエンスチレンで作られています。対照的に、LDPE と HDPE の市場シェアは合計で 36.3% に達し、世界で最も頻繁に生産されているプラスチックであることを意味します45。したがって、正確に日付が記載された SS ハマダ号の MP は、海洋環境に流入するプラスチックの大部分をより代表していることになります。

比較測定により、漂着した MP は難破船内の暗い海域にあったものよりも風化が進んでいるという私たちの仮説が証明されました。海岸の MP は、この生息地で頻繁に起こる明確な形態的変化を示しました 46、47、48、49。これは、これが一般的なパターンであることを示しています 36。特に、ビーチ化された MP のみが、顔料の退色、安定剤の劣化、またはポリマー自体のいずれかによって引き起こされる、ある程度の黄ばみを示しました 37。もう 1 つの典型的な観察はスケールであり、これはビーチ化した MP の中心に向かって拡大する亀裂のシードポイントとして機能し、複雑なネットワークの形成につながりました。このプロセスは、摩擦力を増加させ、反応条件を変化させる海塩やその他の生体ミネラルを取り込むことによって加速されました 39。それとは対照的に、ビーチ化された MP の結晶化度の増加は、一般に亀裂の伝播と塑性劣化を遅らせた可能性があります 50,51。酸素はLDPE36のような半結晶性ポリマーの結晶相に浸透できないため、結晶化度の増加はある時点で停滞することに注意してください。この場合、非晶質相のみが再配置され、亀裂は空洞に達するまで伝播し 37、波や野生動物からの機械力が加わった後に MP の断片化を引き起こします 48。その結果、不規則な形状をした二次 MP < 300 µm やナノプラスチックさえも大量に放出される可能性があります 48。

ナノプラスチックと MP はどちらも海洋環境に悪影響を与える可能性があります。例えば、海岸で見られる高い被覆率は、堆積物の浸透性を高め、熱伝達を減少させます52。これは、まだ知られていない形で生物地球化学プロセス、栄養循環、温度プロファイルに影響を与える可能性があります。したがって、ワディエルジェマル国立公園の脆弱な生態系を保護するために、私たちはビーチの清掃活動を奨励します。

滑らかなフォルムのMPを主に観察しました。さらに、26 年後でも粒子サイズと質量損失に差は検出されませんでした。また、海洋環境で 40 年から 50 年放置されていたレゴ® レンガの粒子サイズには、風化は影響しませんでした39。しかし、これらのアクリロニトリルブタジエンスチレンベースのプラスチックは、2.88 ～ 39.80% の範囲で 18.3% の中央質量損失を示しました 39。これは、LDPE について測定した平均 0.57% の質量損失よりもはるかに高いです。関連する質量損失が期待できないため、残骸内部の MP の平均質量損失がベースラインとして選択されたことに注意してください51。要約すると、質量損失はポリマーの種類と時間の関数ですが、必ずしも粒径には影響しません。

粒子サイズと質量に関して得られた結果はいずれも、たとえ砂浜であっても断片化がほとんど起こらなかったことを示しています。しかし、難破船内部のペレット側面の機械的摩耗は、二次 MP の注目すべき発生源となっています。このような種類の表面劣化は、水柱内のペレットの高い移動性によって引き起こされる可能性があります48。

FTIR により、ビーチに到達した MP の劣化が速いという光学的印象が確認されました。彼らは、指紋領域で変化した価電子振動を示しました。驚くべきことに、カルボニル基とヒドロキシル基の両方の範囲は、環境風化中に変化しませんでした36。これは、PE の発色団の欠如によって説明される可能性があります。したがって、光劣化は他の合成ポリマーに比べてあまり関連性がありません35。また、光酸化は上部 100 μm53 に限定されているため、粒子内部の反応生成物を測定できなかった可能性も否定できません。したがって、今後の研究では、浜に打ち上げられた MP からバイオフィルムを除去する技術を慎重に適用する必要があります。沈没船内のペレットにはスペクトルの異常は見られませんでした。この沿岸地域では、深さ 18 メートルまで浸透する紫外線は無視できる程度であるため、光酸化は引き起こされません 36,54。

難破船内部の MP の IR スペクトルにおける変更されていない指紋範囲は、参照と比較して分子量分布に大きな違いがなく、したがってその分子構造にも大きな違いはありませんでした。しかし、SS ハマダからの元の MP のケースではその性質自体が不明であったため、不確実性の余地があります。難破船からの MP は、構造的に粘性のあるポリマーである元の PE のように挙動しました。これは、低周波数でのニュートンプラトー、ずり減粘挙動、支配的な粘性挙動 (G'' > G')、および 1 より高い Tan δ の値を示しました。

沈没船内部からのペレットのレオロジー特性が変化していないのとは対照的に、浜に打ち上げられた MP はより複雑な微細構造を発達させました。一方で、これらのペレットは、化学構造の変化の結果として、長鎖の分岐および架橋現象の増加を示しました37。第一に、それらはニュートンプラトーを示さず、粘弾性固体の特徴である低周波数での高い複素粘度を示しました。第二に、GPC の準備中に粒子が膨潤しており、分子鎖の架橋によりビーチサンプルを 1,2,4-トリクロロベンゼンに溶解できませんでした。ビーチ化された MP の不溶性は、レオロジー調査によって確認されます。第三に、海岸のサンプルは、低周波数から中間周波数で最小値よりも低いtan δ値を示しました。これは、相対的な弾性反応が改善されていることも示しています。要約すると、レオロジーは、MP ポリマーの分岐が長くなることを示す十分な証拠を提供しました。一方、鎖切断も同時に発生した。ポリマー鎖の鎖長と分子量の両方が減少しました。これは、複素粘度 |η*| の増加によって示されます。および対応するせん断減粘挙動。高周波における複素粘度が低いということは、鎖の分子量が低いことを示しています。貯蔵弾性率と損失弾性率の調査結果はこれを裏付けています。モノマーおよびオリゴマーの放出は有毒な影響を引き起こす可能性があることに注意してください36。

いくらかの鎖の切断が観察されましたが、生分解が SS ハマダからの MP 樹脂ペレットの崩壊に実質的な役割を果たした可能性は低いです。このためには、微生物が PE を鉱化できるように、Mn は約 0.5 kg mol-1 の値に達する必要がありますが、沈没船からの MP はこの制限を 100 倍超えていました 34。したがって、プラスチック劣化の基本的な要因は、非生物的要因、すなわち、紫外線、風、波、潮の作用である35。

結論として、我々は、浜辺にある MP は海洋のものよりも早く劣化するというさらなる証拠を提供します。主な影響要因は光酸化と機械的力であり、その後の MP 生理化学のすべての構造レベルに影響を及ぼします。 SS ハマダの MP 樹脂ペレットは、環境中での既知の経年によるプラスチックの劣化を調査するための補助的なオブジェクトです。私たちの研究は、SSハマダのMPの風化に関する最初のデータを提供します。今後の長期的な調査により、曖昧に説明されているプラスチック崩壊のメカニズムと、MP の形態学的、化学的、レオロジー的な変化が現れる時間スケールの両方が解明されるはずです。

水中のMPのサンプリングには、安全基準に従ったスキューバダイビングを使用しました。水中では、ダイバーがサポートする方法により、正確な現場観察、記録、および正確なサンプル収集が可能になります。さらに、水中写真記録 (TG4、オリンパス、日本) およびサンプリングのための独自のプロトコル (シュツットガルトプロトコル) を含む、標準的な SCUBA 科学ダイビング手法が使用されました55。沈没船の貨物倉内から 1 つのサンプルが採取されましたが、このサンプルサイトでは MP 樹脂ペレットが常に流れており、均一に分布しているため、これは代表的なものと考えることができます。スキューバダイビング後、沈没船のMPを日陰で乾燥させました。ビーチからの MP サンプルは 5 つの異なる地点でランダムに収集され、代表的な複合サンプルにプールされ、砂が取り除かれました。すべてのサンプルは Falcon 標準チューブ (50 ml) に保存されました。 1993 年以降、ワディエルジェマル国立公園ではペレット損失の他の出来事は記録されていないため、SS ハマダからの MP 樹脂ペレット以外は検査されていないことが保証されています。

MP 樹脂ペレット (ビーチ: 2 粒子、難破船: 3 粒子) とバックグラウンドのフーリエ変換赤外 (FTIR) スペクトルを、合計 32 回のスキャン、解像度 4 cm-1、波数範囲 4 cm-1 の透過モードで記録しました。 4000 ～ 400 cm-1 (Lumos FTIR 分光器、Bruker Optik GmbH、エットリンゲン、ドイツ)。 CO2 と H2O 蒸気の吸収は、より明確にするために周囲空気中で自動的に減少します。データの取得と分析には OPUS 7.2 が使用され、標準スペクトルのライブラリとの比較によってポリマーの同定が行われました。これとサンプルのスペクトル間の一致は、ピアソンの r を使用して評価されました。スペクトルを詳しく見ると、光酸化の簡単な証拠がないことが明確に示されました。したがって、ヒドロキシル指数 (3400 ～ 3300 cm-1) とカルボニル指数 (1810 ～ 1550 cm-1、および 700 cm-1 ～ 750 cm-1) が考慮されました。多くの場合、カルボニル基とビニル基は PE の主な光酸化生成物とみなされ、そのため PE の老化を評価するパラメーターとしてよく使用されます 56,57。表面測定のIRスペクトルは、生物付着によって引き起こされる強い重ね合わせを示しました（オンラインの補足図S1）。場合によっては、重なりが強すぎて吸収バンドが認識できないこともありました。したがって、測定はサンプル表面だけでなく、粒子を半分に切断した後のサンプルの内部からも行われました。

MP 形態を調査するために、デジタル 3D 光学顕微鏡を使用して Z スタックを明視野モードで撮影しました (KEYENCE VHX 7000、対物レンズ: E20; KEYENCE DEUTSCHLAND GmbH、ノイイーゼンブルク、ドイツ)。側面図では、MP 樹脂ペレットをメスで垂直に半分に切断しました。パネルは、FIJI ImageJ 1.53c58,59 の FigureJ 1.39 を使用して作成されました。

マイクロフォーカスコンピュータ断層撮影 (µCT) の概要スキャンは、高解像度 µCT システムを使用して実施されました (海岸からは n = 130 個のペレット、難破船からは n = 483 個のペレット、v|tome|x L、GE Sensing & Inspection Technologies GmbH、Wunstorf) 、ドイツ）は、最大加速電圧 240 kV のマイクロフォーカス X 線管と 16 ビットフラットパネル検出器（ピクセルあたり 200 μm で有効領域 2348 × 2348 ピクセル）で構成されます。

海岸で採取した単一ペレットの µCT スキャンは、最大加速電圧 180 kV と 12 kV のナノフォーカス X 線管で構成される高解像度 µCT システム (nanotom、GE Sensing & Inspection Technologies GmbH、ヴンストルフ) を使用して実行されました。 -bit フラットパネル検出器 (アクティブ領域 2348 × 2348 ピクセル、ピクセルあたり 50 µm)。

μCT スキャンパラメーターは、オンラインの補足表 S1 にまとめられています。このようにして取得された 2D X 線画像は、CT システムメーカーの再構成モジュール datos|x に統合されているフィルター逆投影として知られる特別な再構成アルゴリズムを使用して再構成されました。 μCT データは、ソフトウェアパッケージ VGStudioMax 3.2 (Volume Graphics、ハイデルベルク、ドイツ) および Avizo 9.7 (Thermo Fisher Scientific、メリニャック、フランス) を使用して視覚化および分析されました。

粒子サイズと形状記述子の分布は、3D 再構成 µCT データから取得されました。粒子サイズは、MP 粒子と同じ体積の球の直径として表されました。すべての関連する形状特徴を特徴付ける 3 つの異なる形状記述子が計算されました。粒子の真円度は等周形状係数 f1 によって測定されました

A は MP 粒子の面積、V は MP 粒子の体積です。 f1 が 1 に近づくほど、MP 形状は完全な球に等しくなります。アスペクト比は伸び率により測定した。つまり、粒子の最小キャリパーと最長キャリパーの比です。伸びは、繊維のような細長い物体の伸びに近くなります。平面度は、平面オブジェクトの 1 に近い値に達します。調和されたレポート作成のために、3 つの形状記述子はすべて 0 から 160 までの範囲にスケールされました。

MP の色は、それぞれ n = 100 のビーチ MP 樹脂ペレットと難破船 MP 樹脂ペレットの両方について、RAL-F2 シート (RAL gGmbH、ドイツ、ボン) を参照として測定しました。

また、質量 n = 100 MP は分析天秤 (sd ≤ ± 0.0001、Sartorius Analytic A 120 S、Sartorius AG、Göttingen、Germany) を使用して決定されました。

MP 粒子の熱挙動を調査するために、示差走査熱量測定 (DSC) を実行しました (DSC 204 Phoenix、Netzsch、Selb、ドイツ)。約 10 mg のサンプル 10 個を秤量し、アルミニウム製 DSC るつぼに密封し、DSC セル内に置きました。サンプルは、窒素雰囲気下で 10 ℃ min-1 の速度で -50 ℃ から 170 ℃まで加熱され、サンプルごとに 2 サイクル実行されました。材料の結晶化度は、100% 結晶質 PE の融解熱 293 J g-1 を使用して計算されました。

分子分布を決定するために、ゲル浸透クロマトグラフィー (GPC) を使用してポリマーを分析しました。したがって、各サンプル部位からの 5 つの MP を 150 °C の 1,2,4-トリクロロベンゼンに溶解しました。すべての GPC データは、光散乱検出器、示差屈折率検出器、および粘度計検出器を備えた高温 GPC システム (PL-GPC 220、Agilent Technologies, Inc.、米国サンタクララ) を使用して記録されました。検出は、多角静的光散乱検出器 (Wyatt Dawn Heleos、サンタバーバラ、アメリカ合衆国) によって行われました。このアプローチを使用して、絶対分子量が得られました。未露光材料は測定できなかったため、ter Halle ら 44 による「Raw PE」のデータが表 SI 8A および SI 9A から抽出され、その後の分析の参照として使用されました。

風化により、ポリマーの長鎖分岐の程度が増加する可能性があります61。これにより鎖の移動性が低下し、その結果レオロジー特性が変化します56、57、62。したがって、プレート - プレートレオメーター (Rheometrics DHR 200-D、TA Instruments、Hüllhorst、ドイツ) を振動モードで使用して、せん断流におけるレオロジー特性評価を実行しました。プレートのギャップを 1 mm に設定しながら、窒素雰囲気下 200 °C で周波数掃引を実行しました。動的機械実験は、100 から 0.1 rad s-1 の周波数範囲で実行されました。ずり減粘性ポリマーであるLDPEは、通常、低周波数でニュートンプラトーを示し、その後ずり減粘性が低下します。この動作は Carreau モデルで説明できます。

ここで |η*| は複素粘度、η0 はゼロ粘度、λ は時定数であり、その逆数は上記の周波数にほぼ対応し、s はずり減粘領域の傾きを表すパラメータです。さらに、貯蔵弾性率 G' と損失弾性率 G'' が記録され、損失正接は次のように計算されました。

すべてのデータ分析は、R 4.1.1 および RStudio 1.4.1717 を使用して行われました (使用したパッケージの詳細については、補足を参照してください)。サンプル部位間の差異を検定するために、ウェルチの両側 t 検定が有意水準 \(\alpha\) = 0.05 で計算されました。 BSDA 1.2.063 パッケージの「tsum.test」機能は、参照用に概要統計のみが提供されていたため、GPC データの統計的に有意な差を評価するためのものでした。一般に、正規性からの逸脱の可能性は t 検定のパフォーマンスに影響を及ぼさないと考えられていました64。非標準化効果量は、平均値とそのそれぞれの 95% 信頼区間の差として表されました。

現在の研究中に生成および分析されたデータセットは、Open Science Framework リポジトリ osf.io/9jxzs で入手できます。

アラバマ州アンドラディとマサチューセッツ州ニールプラスチックの応用と社会的利点。フィロス。トランス。 R. Soc. Bバイオル。科学。 364、1977–84 (2009)。

Dris, R.、Agarwal, S. & Laforsch, C. プラスチック: 成功事例から環境問題、地球規模の課題まで。グロブ。チャレンジ 4、2000026 (2020)。

記事 Google Scholar

ペルソン、L.ら。新しい実体にとって、惑星境界の安全な活動空間の外側。環境。科学。テクノロジー。 56、1510–1521 (2022)。

論文 ADS PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

カーペンター、EJ & スミス、KL サルガッソ海面のプラスチック。科学 (80-. )。 175、1240–1241 (1972)。

Carpenter、EJ、Anderson、SJ、Harvey、GR、Miklas、HP & Peck、BB 沿岸水域のポリスチレン小球。科学 (80-. )。 178、749–750 (1972)。

リム、X。マイクロプラスチックはどこにでもありますが、有害なのでしょうか? Nature 593、22–25 (2021)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

エリクセン、M. et al. 世界の海洋のプラスチック汚染: 海上には、重さ 25 万トンを超える 5 兆個以上のプラスチック片が漂っています。 PLoS ONE 9、e111913 (2014)。

論文 ADS PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

ジャンベック、JR 他プラスチック廃棄物は陸地から海に流入します。科学 (80-. )。 347、768–771 (2015)。

ハートマン、NBら。私たちは同じ言語を話しているのでしょうか? プラスチック破片の定義と分類の枠組みに関する推奨事項。環境。科学。テクノロジー。 53、1039–1047 (2019)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

Frias, JPGL & Nash, R. マイクロプラスチック: 定義についてのコンセンサスを見つける。 3月汚染。ブル。 138、145–147 (2019)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

トンプソン、RC 他。海で遭難: プラスチックはどこにあるの? 科学 (80-. )。 304、838–838 (2004)。

Cole, M.、Lindeque, P.、Halsband, C. & Galloway, TS 海洋環境における汚染物質としてのマイクロプラスチック: レビュー。 3月汚染。ブル。 62、2588–2597 (2011)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

LS フェンドール & マサチューセッツ州シーウェル洗顔による海洋汚染の一因: 洗顔料中のマイクロプラスチック。 3月汚染。ブル。 58、1225–1228 (2009)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

カールソン、TM et al. プラスチックペレット汚染の責任不明事件。 3月汚染。ブル。 129、52–60 (2018)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Bertling, J.、Bertling, R. & Hamann, L. 環境中のプラスチック: マイクロプラスチックとマクロプラスチック。原因、量、環境運命、影響、解決策、推奨事項。コンソーシアム調査の短縮版。（2018年）。

Anbumani, S. & Kakkar, P. 生物相に対するマイクロプラスチックの生態毒性学的影響: 総説。環境。科学。汚染。解像度 25、14373–14396 (2018)。

記事 CAS Google Scholar

Cabernard, L.、Pfister, S.、Oberschelp, C.、Hellweg, S. 石炭燃焼によるプラスチックの環境負荷の増大。ナット。持続する。 5、139–148 (2022)。

記事 Google Scholar

Ashton, K.、Holmes, L. & Turner, A. 海洋環境における金属とプラスチック生産ペレットの関連。 3月汚染。ブル。 60、2050 ～ 2055 年 (2010)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Li, J.、Zhang, K. & Zhang, H. マイクロプラスチックへの抗生物質の吸着。環境。汚染。 237、460–467 (2018)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

緒方裕也ほか International Pellet Watch: 沿岸水域における残留性有機汚染物質 (POPs) の世界的な監視。 1. PCB、DDT、および HCH の初期フェーズデータ。 3月汚染。ブル。 58、1437–1446 (2009)。

Teuten、EL、Rowland、SJ、Galloway、TS、Thompson、RC プラスチックが疎水性汚染物質を運ぶ可能性。環境。科学。テクノロジー。 41、7759–7764 (2007)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

Teuten、EL et al. プラスチックから環境や野生動物への化学物質の輸送と放出。フィロス。トランス。 R. Soc. Bバイオル。科学。 364、2027–2045 (2009)。

Rillig, MC, Kim, SW, Kim, T. & Waldman, WR 世界的なプラスチックの毒性負債。環境。科学。テクノロジー。 55、2717–2719 (2021)。

論文 ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Carbery, M.、O'Connor, W. & Palanisami, T. 海洋食物網におけるマイクロプラスチックと混合汚染物質の栄養移動と人間の健康への影響。環境。内部。 115、400–409 (2018)。

論文 PubMed Google Scholar

Setälä, O.、Fleming-Lehtinen, V. & Lehtiniemi, M. 浮遊食物網におけるマイクロプラスチックの摂取と移動。環境。餃子。 185、77–83 (2014)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

SL ライト、RC トンプソン、TS ギャロウェイ海洋生物に対するマイクロプラスチックの物理的影響: レビュー。環境。汚染。 178、483–492 (2013)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Gigault, J. et al. 現在の意見: ナノプラスチックとは何ですか? 環境。汚染。 235、1030–1034 (2018)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Royer, S.-J.、Ferrón, S.、Wilson, ST & Karl, DM 環境中のプラスチックからのメタンとエチレンの生成。 PLoS ONE 13、e0200574 (2018)。

論文 PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

Galgani, L. & Loiselle, SA プラスチック汚染は海洋炭素生物地球化学に影響を与えます。環境。汚染。 268、115598 (2021)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

RC ヘイル、メイン州シーリー、MJ ラガーディア、L. Mai、EY ゼンマイクロプラスチックに関する世界的な視点。Ｊ．Ｇｅｏｐｈｙｓ．解像度海。 125、1–40 (2020)。

記事 Google Scholar

Barnes, DKA、Galgani, F.、Thompson, RC & Barlaz, M. 地球環境におけるプラスチック破片の蓄積と断片化。フィロス。トランス。 R. Soc. Bバイオル。科学。 364、1985–1998 (2009)。

Chamas, A. et al. 環境中のプラスチックの分解速度。 ACSサステイン。化学。工学 8、3494–3511 (2020)。

記事 CAS Google Scholar

Min, K.、Cuiffi、JD、Mathers、RT 物理的特性と分子構造に基づいてプラスチック海洋ゴミの環境劣化傾向をランク付けします。ナット。共通。 11、727 (2020)。

論文 ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

アラバマ州アンドラディ海洋環境におけるマイクロプラスチック。 3月汚染。ブル。 62、1596–1605 (2011)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Zhang, K. et al. 環境におけるプラスチックの分解とマイクロプラスチックの生成を理解する: レビュー。環境。汚染。 274、116554 (2021)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

マスリー、M.ら。太陽光にさらされた海洋プラスチックごみの特徴、運命、影響: レビュー。 3月汚染。ブル。 171、112701 (2021)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

アラバマ州アンドラディマイクロプラスチックの中のプラスチック: レビュー。 3月汚染。ブル。 119、12–22 (2017)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Brandon, J.、Goldstein, M. & Ohman, MD マイクロプラスチック粒子の長期老化と分解: 現場での海洋風化パターンと実験的風化パターンの比較。 3月汚染。ブル。 110、299–308 (2016)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Turner, A.、Arnold, R. & Williams, T. 海洋環境におけるプラスチックの風化と残留性: レゴからの教訓。環境。汚染。 262、114299 (2020)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Ioakeimidis、C. et al. 海洋環境におけるペットボトルの分解の可能性: ATR-FTIR ベースのアプローチ。科学。議員 6、23501 (2016)。

論文 ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

PO&O。擁護者（1965）。百科事典半島 2 (2005) に掲載。

シリオッティ、A. ワディエルジェマル国立公園。（ジオディア・エディツィオーニ、2015）。

コーコラン、PL、ビージンガー、MC & グリフィ、M. プラスチックとビーチ: 悪化する関係。 3月汚染。ブル。 58、80–84 (2009)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

ter Halle、A. et al. 外洋からのマイクロプラスチックはどの程度風化しているのでしょうか? 環境。汚染。 227、167–174 (2017)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Geyer, R.、Jambeck, JR & Law, KL これまでに作られたすべてのプラスチックの生産、使用、運命。科学。上級 3、e1700782 (2017)。

論文 ADS PubMed PubMed Central CAS Google Scholar

Acosta-Coley, I. & Olivero-Verbel, J. コロンビアの都市部の熱帯ビーチにあるマイクロプラスチック樹脂ペレット。環境。モニト。評価。 187、435 (2015)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

Fotopoulou、KN および Karapanagioti、HK ビーチに打ち上げられたプラスチックペレットの表面特性。 3月環境。解像度 81、70–77 (2012)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

ソング、YK 他ポリマーの種類ごとのマイクロプラスチックの断片化に対する UV 曝露時間と機械的摩耗の複合的な影響。環境。科学。テクノロジー。 51、4368–4376 (2017)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

Turner, A. & Holmes, L. マルタ島 (中央地中海) における浜に打ち上げられたプラスチック生産ペレットの発生、分布、および特徴。 3月汚染。ブル。 62、377–381 (2011)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Julienne, F.、Lagarde, F. & Delorme, N. 風化したポリオレフィンの断片化に対する結晶構造の影響。ポリム。劣化する。刺す。 170、109012 (2019)。

記事 CAS Google Scholar

Beltrán-Sanahuja, A.、Casado-Coy, N.、Simó-Cabrera, L.、Sanz-Lázaro, C. 海洋環境におけるさまざまな条件下でのポリマー劣化のモニタリング。環境。汚染。 259、113836 (2020)。

論文 PubMed CAS Google Scholar

カーソン、HS、コルベア、SL、ケイラー、MJ & マクダーミッド、KJ 小さなプラスチックの破片は、水の動きと海岸の堆積物を介した熱伝達を変化させます。 3月汚染。ブル。 62、1708–1713 (2011)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

ter Halle、A. et al. 海洋プラスチックごみの破砕パターンを理解する。環境。科学。テクノロジー。 50、5668–5675 (2016)。

論文 ADS PubMed CAS Google Scholar

Tedetti, M. & Sempéré, R. 海洋環境における紫外線の浸透。レビュー。フォトケム。フォトビオール。 82、389 (2006)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Brummer, F.、Fritz, GB、Jaklin, A. & Pfannkuchen, M. スポンジサンプリング: 優れた科学的実践の開発。浅海および淡水システムの研究の博士号を取得。第 1 回国際ワークショップ議事録。フライベルクのオンライン地質学。 22 9–11 (2009)。

アイオワ州フセイン直鎖状低密度ポリエチレンの自然および加速された UV 劣化に対する分子構造の影響に関するレオロジー調査。ポリム。劣化する。刺す。 92、2026 ～ 2032 年 (2007)。

記事 CAS Google Scholar

Hatzikariakos、SG ポリエチレンのレオロジー特性に対する長鎖分岐と多分散性の影響。ポリム。工学科学。 40、2279–2287 (2000)。

記事 CAS Google Scholar

Mutterer, J. & Zinck, E. FigureJ を使用した迅速かつクリーンな記事の図。Ｊ．Ｍｉｃｒｏｓｃ． 252、89–91 (2013)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

シンデリン、J.ら。フィジー: 生物学的画像解析のためのオープンソースプラットフォーム。ナット。メソッド 9、676–682 (2012)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Crompton, C. 粒子の形状 - 医薬品製造における重要なパラメータ。 Pharmaceut.l Manuf. パック。ソーサー (2005)。

LDPE の熱酸化処理による長鎖分岐の増加: クロマトグラフィー、分光学的、およびレオロジーの証拠。Ｊ．Ｒｈｅｏｌ． (NYNY)。改訂 57、105–129 (2013)。

Tian, J.、Yu, W. & Zhou, C. 長鎖分岐ポリプロピレンの調製とレオロジー特性評価。ポリマー (ギルド)。 47、7962–7969 (2006)。

記事 CAS Google Scholar

Arnholt, AT & Evans, B. BSDA: 基本的な統計とデータ分析。（2017年）。

Poncet, A.、Courvoisier, DS、Combescure, C. & Perneger、TV 2 グループ比較のための適切な統計検定の選択には、正規性とサンプルサイズは関係ありません。方法論 12、61–71 (2016)。

記事 Google Scholar

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示差走査熱量測定の技術支援についてはシュトゥットガルト大学美術研究所のウルリッヒ・フリッツ氏、ゲル透過クロマトグラフィーの実施についてはドレスデン・ライプニッツ高分子研究所のラウラ・プリュシュケ氏、シュトゥットガルト大学美術研究所のカルマン・ガイガー氏に感謝いたします。レオロジーの結果についての詳細な議論については、Iris A. Schnepf からは原稿の初期草稿に関する貴重なフィードバックをいただきました。

Projekt DEAL によって実現および組織されたオープンアクセス資金調達。

Franz Brummer と Uwe Schnepf の著者も同様に貢献しました。

生体材料および生体分子システム研究所、生物多様性および科学ダイビング研究ユニット、シュトゥットガルト大学、Pfaffenwaldring 57、70569、シュトゥットガルト、ドイツ

フランツ・ブルマー、ウーヴェ・シュネプフ、ラーマ・アブディ

プラスチック技術 ICT 研究所、シュトゥットガルト大学、Pfaffenwaldring 32、70569、シュトゥットガルト、ドイツ

ジュリア・レシュ & クリスチャン・ボンテン

サイエンティフィックダイビンググループシュトゥットガルト大学 (WiTUS)、シュトゥットガルト大学、Pfaffenwaldring 57、70569、シュトゥットガルト、ドイツ

フランツ・ブルマー & ラルフ=ヴァルター・ミュラー

Institute for Structure and Design DE、ドイツ航空宇宙研究所 (DLR)、Pfaffenwaldring 38 - 40、70569、シュトゥットガルト、ドイツ

ラウフ・ジェマリ

Belugaエジプト、32 Bahaa Eldin Elghatwary St、セモハ12階アパートメント1203、アレクサンドリア、エジプト

ヘシャム・モスタファ・カメル

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FB と R.-WM は、ビーチだけでなく水中もサンプリングするための科学潜水を行いました。 R.-WM、FB、HMK、US は研究を概念化しました。米国はさまざまな科学的調査を管理し、FB、RJ、CB、HMK、R.-WMがリソースを提供した。米国、JR、RJ が実験を実施しました。米国、FB、JR、RJ、および RA は、結果を正式に分析、解釈し、議論しました。米国はデータを視覚化し、厳選しました。 FBとCBは監督の責任を負った。 US、FB、RF、RA、JR が最初の草稿を書き、著者全員が原稿をレビュー、議論、編集しました。

フランツ・ブルマーへの通信。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

シュプリンガーネイチャーは、発行された地図および所属機関における管轄権の主張に関して中立を保ちます。

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転載と許可

Brummer, F.、Schnepf, U.、Resch, J. 他紅海のプラスチック分解の現場実験室。 Sci Rep 12、11956 (2022)。 https://doi.org/10.1038/s41598-022-15310-7

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受信日: 2022 年 4 月 22 日

受理日: 2022 年 6 月 22 日

公開日: 2022 年 7 月 13 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-15310-7

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