タイヤ摩耗の代替品としてのプラスチックと亜鉛によって引き起こされる微生物群集の変化

Scientific Reports volume 12、記事番号: 18684 (2022) この記事を引用

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水生環境は人為的排出物の吸収源として機能します。排出量の大部分はタイヤの摩耗であり、タイヤの摩耗はますます環境中に放出されており、タイヤの寿命が長く、タイヤに含まれる汚染物質が多いため、環境災害を引き起こしています。タイヤの主成分はプラスチックと亜鉛であるため、微生物の生活への影響を研究するためのタイヤ摩耗の代替品として使用できます。私たちは、14 日間の曝露期間にわたる 18S V9 領域のハイスループットシーケンスを使用して、淡水微小真核生物群集におけるプラスチックと亜鉛の環境的に現実的な濃度を調査します。亜鉛およびナノプラスチックに曝露しても多様性がほぼ変化しないこととは別に、亜鉛によるコミュニティ構造の変化は明らかですが、ナノプラスチックによるものではありません。明らかに、ナノプラスチック粒子は群集にほとんど影響を与えませんが、亜鉛への曝露は栄養モードに関する機能的存在量の劇的な変化をもたらします。光合成微生物は当初ほぼ完全に減少したが、光合成は回復した。しかし、光合成を行う主要な分類群は桿菌植物から緑藻植物に変化しました。光栄養性生物は亜鉛の存在下で減少しますが、混合栄養性画分は最初に恩恵を受け、従属栄養性画分は曝露期間を通じて恩恵を受けていました。分類群の組成の永続的な変化とは対照的に、機能群集の組成は亜鉛の適用後に最初は大きく不均衡になりますが、元の状態に戻ります。

汚染は世界的に深刻化している問題であり、生物多様性に対して予期せぬ結果と計り知れない被害を引き起こしています1、2、3、4、5、6。重要な汚染源の 1 つはタイヤの摩耗です 7,8。タイヤには、カーボンブラック、添加剤、生地、硬化剤、硫黄、金属などの多数の物質が含まれているだけでなく、ポリスチレンの前駆体であるスチレンやブタジエンも含まれています9、10、11、12。タイヤが摩耗すると表面に粒子が残り、摩耗や紫外線によりマイクロプラスチックやナノプラスチックに分解されます4、13、14、15、16。次の大雨が降ると、これらの粒子は水域に運ばれます (図 1)。

タイヤの摩耗による汚染物質がどのように水生生態系に侵入するかを示す図。走行中にタイヤが摩耗して路面に粒子が残り、摩擦や紫外線によってさらに分解されてマイクロ粒子やナノ粒子になります。これらの粒子は、次の豪雨とともに水生および陸上生態系に放出されます。そこでそれらは相互作用して微生物に影響を与え、食物連鎖に沿ってさらに蓄積されます17。

粒子は、生分解性が低く、半減期が長いため、数千年とは言わないまでも、何世紀にもわたって環境中に残留する可能性があります18。タイヤに含まれる量の点で最も重要な有毒化合物の 1 つは亜鉛です。つまり、タイヤには約 1% の亜鉛が含まれています19。いくつかの悪影響についてはすでに記載されている 20,21,22,23,24 が、微小真核生物群集に対する全体的な影響はまだ十分に調査されていない 5,25,26,27,28,29。不明30.

さらに、タイヤの摩耗に関しては、ナノプラスチック、またはナノプラスチック粒子に吸着または埋め込まれた有毒化合物によってどの程度の潜在的な影響が引き起こされるのかは不明です4,7,8,13,28,31,32,34,35,,32。

物理的接触、食作用、摂食および食物網を介した蓄積を介した直接的および間接的な有害な影響が考えられるため、微小真核生物群集に対する強い影響が考えられます37、38、39、40。細菌群集の変化はFuらによって示されている。微小真核生物に対する間接的な影響、つまり摂食相互作用による影響を示唆しています41,42。マイクロプラスチックおよびナノプラスチックの効果は、粒子サイズが小さくなるにつれて増大することが知られています43、44、45、46、47。ナノプラスチックは脂質膜に浸透し48、脂質過酸化49を引き起こし、直接接触、物理的穿刺、原形質溶解、生理的ストレスによる細胞膜破壊を引き起こす可能性があります20、50、51、52、53、54。さらに、ナノプラスチックおよびマイクロプラスチックは、成長阻害や遮光効果とは無関係に、微細藻類培養におけるクロロフィル含有量と光合成活性の低下を引き起こすことが示されています43、52、55、56。根底にある影響は、CO2 摂取量の減少から活性酸素種 (ROS) 生成の増加、チラコイドの歪み、光合成遺伝子への悪影響に至るまで多岐にわたります 43,52,55,56。

0.01; Fig. 2). The communities in the zinc treatments started diverging from the zinc-free treatments already within the first hour after exposure (Figs. 2, 3) and continued to diverge until the end of the experiment. In particular, the relative abundances of Chrysophyta and Euglenozoa were initially higher in the zinc-treatments but later replaced by a higher abundance of Choanoflagellata, Cercozoa, Amoeba and Chlorophyta. While there are generally less Bacillariophyta, Chytridiomycota and Dinophyta (Fig. S3) compared to zinc-free treatments./p> 0.01) (Fig. S4, Table S8). Similarly, the true diversity, as well as evenness, was not significantly affected throughout the experiment (wilcoxon p > 0.01) (Figs. S5, S6). Further, diversity indices were similar between zinc and non-zinc treatments (wilcoxon p > 0.01). Diversity is thus decoupled from the taxonomic community profile. Although the relative abundances of individual taxa/OTUs changed, the evenness did not./p> 0.01), while the difference between these groups is significant (pairwise adonis, p < 0.01)./p> 0.01), they develop parabolically in the zinc treatments, i.e., an initial strong decrease is followed by a plateau phase and a full recovery towards the end. Compared to the control, photosynthesis proxies were lower in zinc treatments throughout the experiment (wilcoxon p < 0.01) with the exceptions of the last sampling (336 h) for the ZnNP treatment and the last two samplings for the Zn treatment./p>