La degradación de la materia orgánica provoca el enriquecimiento de contaminantes orgánicos en los sedimentos hadales

Nature Communications volumen 14, Número de artículo: 2012 (2023) Citar este artículo

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El enterramiento de contaminantes orgánicos persistentes (COP) como los bifenilos policlorados (PCB) en sedimentos de aguas profundas contribuye al 60 % de sus emisiones históricas. Sin embargo, los datos empíricos sobre su presencia en las profundidades del océano son escasos. Por lo tanto, las estimaciones del sumidero de COP en las profundidades del océano son inciertas. Las trincheras Hadal, que representan la parte más profunda del océano, son puntos críticos para el entierro y la descomposición del carbono orgánico. Los COP se dividen favorablemente en carbono orgánico, lo que hace que las trincheras sean sumideros importantes para los contaminantes. Aquí mostramos que los PCB se encuentran tanto en sedimentos hadales (7720–8085 m) como no hadales (2560–4050 m) en la Fosa de Atacama. Las concentraciones de PCB normalizadas al peso seco del sedimento fueron similares en todos los sitios, mientras que las normalizadas al carbono orgánico del sedimento aumentaron exponencialmente a medida que la fracción de carbono orgánico inerte del sedimento aumentó en los sedimentos hadales degradados. Sugerimos que la dinámica de deposición única y la elevada rotación de carbono orgánico en las trincheras hadales aumentan las concentraciones de COP en los lugares más profundos de la Tierra.

Los contaminantes orgánicos persistentes (COP) creados por el hombre se encuentran en todas partes de la Tierra, incluidos los océanos profundos1,2,3,4,5. Estas sustancias peligrosas tienen propiedades fisicoquímicas que las hacen persistentes en el medio ambiente y se transportan a larga distancia6. Por lo tanto, los COP tienen el potencial de dañar la vida marina lejos de sus fuentes y mucho después de que se prohibió su uso y cesaron las emisiones primarias. Por ejemplo, las emisiones globales de bifenilos policlorados (PCB) químicos industriales se redujeron significativamente cuando se prohibieron a mediados de la década de 19707. Sin embargo, recientemente se demostró que los PCB amenazan la reproducción y la viabilidad de más del 50% de las poblaciones de orcas del mundo, casi cinco décadas después de que el uso y las emisiones alcanzaran su punto máximo8. Se sabe que los PCB causan efectos graves en la salud tanto de humanos como de animales. Dañan los sistemas reproductivo e inmunológico y son cancerígenos (Convenio de Estocolmo). Los PCB se bioacumulan y, como resultado, pueden alcanzar concentraciones nocivas en los consumidores que se encuentran en la parte superior de la red alimentaria, incluidos los humanos.

La mayoría de los COP son poco solubles en agua y se reparten favorablemente en carbono orgánico en la columna de agua. Por ejemplo, los PCB se concentran aproximadamente 1 000 000 veces a medida que pasan del agua al fitoplancton9. La bomba biológica facilita la exportación vertical de los COP absorbidos en partículas desde la superficie del océano hasta las capas de aguas profundas y, en última instancia, hasta la deposición béntica10. Los perfiles verticales de COP en la columna de agua del Océano Ártico mostraron concentraciones crecientes con la profundidad como resultado del transporte con partículas que se hunden en combinación con largos tiempos de residencia de las capas de aguas profundas del Ártico1,11. Otros estudios realizados en los océanos Atlántico e Índico hasta 3000 m de profundidad3,12 concluyeron que las corrientes oceánicas pueden desempeñar un papel importante en el transporte de COP a capas de agua más profundas. Las profundidades del océano se consideran un sumidero importante de COP10, y se estima que el enterramiento de PCB en los sedimentos oceánicos corresponde al 60 % de las emisiones acumuladas desde el inicio de su producción en la década de 19302. Sin embargo, estas evaluaciones se basan en un número muy limitado de mediciones en las profundidades del océano y apenas hay datos empíricos sobre la presencia de COP en los sedimentos de la parte más profunda del océano.

Las fosas hadales representan la parte más profunda del océano global, se extienden de 6 a 11 km de profundidad y cubren un área de 3,44 × 106 km2, lo que corresponde a aproximadamente el 1 % del lecho oceánico13. Los sistemas de trincheras actúan como colectores de materia orgánica. Este proceso se ve facilitado por el seiche interno inducido por las mareas14 y el desplazamiento de sedimentos impulsado por la gravedad pendiente abajo15. Además del transporte más continuo de material pendiente abajo, a lo largo del eje de la zanja puede ocurrir una clara y repentina translocación de grandes cantidades de material previamente depositado, generalmente inducida por terremotos. La investigación detallada de los perfiles de 210Pbex (espectrometría de rayos gamma del exceso de 210Pb) ha demostrado que tales eventos de "desperdicio de masa" contribuyen significativamente a la deposición de material en la fosa de Atacama15. Los sedimentos hadales albergan una gran abundancia de vida microbiana que prospera a la presión hidrostática extrema16,17,18, y se ha descubierto que soportan tasas de degradación de carbono orgánico más altas en comparación con los sedimentos abisales adyacentes y las tasas a menudo se escalan con los valores encontrados en los taludes y márgenes continentales19 ,20. Sin embargo, las tasas de mineralización de carbono hadal varían considerablemente dentro y entre los sistemas de fosas dependiendo de i) la producción oceánica superficial19, ii) la batimetría local y las condiciones hidrográficas que pueden enfocar o filtrar el material depositado14 y iii) la ocurrencia de eventos de pérdida de masa poco frecuentes que translocan relictos pero también nuevos material orgánico lábil al eje de la fosa19,21.

Los datos sobre la presencia de COP en sedimentos hadales son escasos. Las dos encuestas existentes en la literatura revisada por pares informan "no detecta"4 o concentraciones sorprendentemente altas y diversas de COP22. Además, el último ejemplo incluye contribuciones relativas no explicadas de congéneres de PCB individuales22. Esta salvedad se detecta al comparar la contribución relativa de congéneres de PCB individuales encontrados en una muestra ambiental con su contribución en mezclas comerciales de PCB23,24 (Aroclor) que constituyen la fuente ambiental de PCB. A modo de ejemplo, el aporte máximo de PCB#60 en las mezclas de Aroclor es <3%; sin embargo, se ha informado que su contribución relativa en la fosa de las Marianas es de hasta el 65%22. Asimismo, se informó que el PCB#169 en el mismo entorno hadal tiene una concentración bastante alta (hasta el 2 % del conjunto total de PCB), aunque no se encuentra en las mezclas de Aroclor23,24. Sería valioso realizar más estudios sobre la presencia de COP en los sedimentos hadales de la fosa de las Marianas para comprender mejor los informes anteriores.

Dos estudios anteriores demostraron altas concentraciones de COP en anfípodos bentónicos carroñeros recolectados de sedimentos hadales (mariana, Mussau, New Britain y Kermadec fosas), con concentraciones comparables a las encontradas en áreas contaminadas (los siete PCB indicadores: 147–905 ng g−1 peso seco en Mariana y 18–43 ng g−1 peso seco en la trinchera Kermadec4,5 y 103–678 ng g−1 peso de lípidos en Mariana, y 7 a 65 ng g−1 peso de lípidos en Mussau y New Gran Bretaña trincheras6). No se detectaron COP en sedimentos de las trincheras de Mariana, Mussau y New Britain por Cui et al4, y no se realizaron análisis de sedimentos en el estudio de Jamieson et al5. Descubrimientos recientes han identificado regiones de fosas hadales que albergan tasas de acumulación de mercurio béntico de 30 a 60 veces más altas que el promedio del océano profundo25,26 y concentraciones elevadas de arsénico27. Por lo tanto, los datos limitados existentes exigen más investigación sobre el papel de los sedimentos de las trincheras como sumideros globales de contaminantes.

Aquí usamos espectrometría de masas en tándem altamente sensible y selectiva para obtener conjuntos de datos sobre concentraciones de PCB en sedimentos recolectados por debajo de los 6000 m de profundidad, y demostramos que las concentraciones de congéneres de PCB individuales en la fosa de Atacama están en el rango de pg g−1 peso seco (dwt) . Nuestros resultados sugieren que la dinámica única de deposición en las trincheras hadales y la elevada rotación de carbono orgánico contribuyen a aumentar las concentraciones de sedimentos de COP. Nuestra hipótesis es que esta observación es una consecuencia de la concentración ascendente de PCB durante la degradación del carbono orgánico, y posiblemente debido a la mayor capacidad de sorción de la materia orgánica degradada.

Analizamos los PCB de sedimentos superficiales (0–10 cm) recolectados con núcleos de empuje en cinco sitios en la región de la fosa de Atacama a profundidades que van desde sitios batiales a 2500 m hasta profundidades hadales de más de 8000 m (Fig. 1; Tabla 1). La fosa de Atacama está formada por la subducción de la placa de Nazca debajo de la placa continental de América del Sur. Se extiende unos 4200 km frente a la costa de Perú y Chile, con una profundidad máxima de ca. 8000 m (23°36,79'S; 71°34,73'W13). La fosa está ubicada cerca de una región de afloramiento intenso que conduce a una alta productividad del océano en la superficie. En consecuencia, la zanja se caracteriza por tasas de acumulación de sedimentos relativamente altas con valores a lo largo del eje de la zanja que van de 0,29 a 0,79 cm año-1 y tasas de acumulación de masa de carbono orgánico de 1,1 a 5,3 g C m-2 año-1 15. El intenso la deposición de material se ve facilitada por el enfoque cuesta abajo y los eventos de pérdida de masa impulsados por sísmicos. El análisis de isótopos de carbono estables sugiere que la deposición de material orgánico de origen marino se complementa con fuentes terrígenas potencialmente a través de la escorrentía en el sur y la deposición transportada por el viento en el norte28.

La distancia latitudinal entre 20°S y 24,5°S es de 500 km. El mapa se dibuja con el conjunto de datos GEBCO_2022 Grid48.

De cada sitio se analizaron cinco capas de sedimento, de 20 mm cada una. Los PCB son productos químicos hidrofóbicos, con alta tendencia a absorber carbono orgánico. La calidad y cantidad de carbono orgánico en las muestras de sedimentos, por lo tanto, contribuye a la comprensión del destino ambiental de estas sustancias. Se analizó el contenido de carbono orgánico total (TOC) de las muestras de sedimentos y se midieron las concentraciones de protohidrocarburos lábiles (S1; mg HC g−1 de sedimento) para evaluar la degradabilidad del TOC (Tabla complementaria 1). Se calculó la proporción de la Fracción Inerte de TOC. Las tasas de sedimentación por muestra de sedimento y por sitio se estimaron utilizando espectrometría de rayos gamma de exceso de 210Pb (210Pbex)15. Este método analítico utiliza la descomposición de 210Pbex (vida media de 22,3 años) como indicador de la mezcla y deposición de sedimentos durante los últimos ~120 años. Los valores verticalmente constantes generalmente indican eventos de mezcla inducidos por actividad sísmica o bioturbación, mientras que la disminución exponencial en las capas de sedimentos más profundas generalmente refleja tasas de deposición estables y constantes15. La información proporciona información importante sobre las rutas y la cronología de las capas de sedimentos depositados. Se pueden encontrar detalles más específicos sobre la deposición de material y el recambio de carbono orgánico en la región de la fosa de Atacama en otros lugares15,19. Brevemente, la mineralización béntica estuvo dominada por la mineralización aeróbica y las concentraciones de agua de fondo de O2 y NO3- fueron similares a lo largo del eje de la zanja. Además, la profundidad de penetración de O2 fue generalmente similar en todos los sitios, oscilando entre 3,1 y 4,1 cm a lo largo del eje de la zanja19,29. El método químico analítico para detectar PCB en sedimentos se optimizó para minimizar la contaminación del blanco e involucró el análisis en un GC-MS/MS, utilizando 1 o 2 iones calificadores para cada congénere de PCB para aumentar la precisión y minimizar las detecciones de falsos positivos. Encontramos PCB en sedimentos en todos los sitios en las 50 capas de sedimentos.

Las concentraciones observadas de nueve congéneres de PCB en sedimentos superficiales (20 mm superiores) variaron entre 0,72 y 41,2 pg g−1 dwt. Se encontraron cuatro de los siete PCB indicadores utilizados por el Consejo Internacional para la Exploración del Mar (ICES) (#118, #138, #153, #180), y dos de estos (PCB#118 y PCB#180) ambientalmente Los PCB ubicuos se destacan aquí para compararlos con otros estudios (datos sobre todos los congéneres disponibles en la Fig. 2 y la Tabla complementaria 2). Las concentraciones de PCB#118 variaron entre 1,5 y 2,5 pg g−1 dwt y PCB#180 entre 1,8 y 5,5 pg g−1 dwt. Las concentraciones de PCB en los sedimentos de Atacama son comparables o inferiores a las reportadas anteriormente en la fosa de las Marianas (PCB#118 0–13 pg g−1 dwt; PCB#180 0–19.3 pg g−1 dwt). Las concentraciones de varios otros congéneres de PCB informados en la fosa de las Marianas fueron sorprendentemente altas, y los autores de ese estudio concluyeron que las concentraciones eran "mucho más altas que las registradas antes en sedimentos marinos de profundidades más someras"22. Las concentraciones de PCB notificadas aquí son inferiores a las notificadas a partir de sedimentos superficiales recogidos en los mares de la plataforma ártica (0 a 50 mm; PCB#118 2–64 pg g−1 dwt; PCB#180 1–41 pg g−1 dwt)30 ,31. Los PCB se produjeron y utilizaron principalmente en el norte, entre 30°N y 60°N7. Por lo tanto, las emisiones de PCB se produjeron principalmente en el hemisferio norte. Estos compuestos son semivolátiles y pueden ser transportados a través de la atmósfera, por ríos y corrientes oceánicas. A través de los llamados efectos de saltamontes y de condensación en frío, los PCB se transportan al Ártico y, en gran medida, se mantienen allí debido a la influencia de las bajas temperaturas en la movilidad de estos productos químicos32. Por lo tanto, se puede esperar que las concentraciones de PCB sean más altas en el Ártico en comparación con las áreas remotas del hemisferio sur. Deng et al.33 analizaron los PCB en sedimentos recolectados en la Antártida (154–3240 m de profundidad) y el Mar de China Meridional (1380–4000 m de profundidad). El PCB n.° 180 no se incluyó en ese estudio, pero el PCB n.° 118 (coeluyendo con el PCB n.° 106 y el n.° 108) había informado concentraciones de 160 a 280 pg g−1 dwt en la Antártida y de 20 a 40 pg g−1 dwt en el Mar de China Meridional, por lo tanto, 1 o 2 órdenes de magnitud más altas que nuestras observaciones en la fosa de Atacama. Las concentraciones de PCB detectadas en la fosa de Atacama son entre 300 y 1500 veces más bajas que las medidas en entornos marinos muy afectados como el mar Báltico34,35, lo que contrasta con las observaciones anteriores de concentraciones de PCB en anfípodos hadales4,5. Sin embargo, los hallazgos de sustancias químicas artificiales persistentes, tóxicas y bioacumulativas en algunas de las regiones más profundas y presuntamente más aisladas del océano global son dignos de mención.

Los asteriscos y los círculos indican picos que no se pueden integrar y concentraciones por debajo del límite de detección, respectivamente. Las flechas indican la profundidad aproximada del sedimento correspondiente al momento de las emisiones globales máximas de PCB a mediados de la década de 1970. La mezcla del núcleo en el sedimento de la superficie está probablemente mediada por la bioturbación y la mezcla física.

Para los cinco sitios de muestreo, las concentraciones más altas de PCB se observaron en el sedimento superficial (20 mm superiores), y la concentración generalmente disminuyó con la profundidad del sedimento (Fig. 2). El sedimento superficial en los dos sitios menos profundos (Atacama 1, Atacama 9) puede verse afectado por la bioturbación (consulte la Fig. 1 complementaria para ver una foto del núcleo de sedimento)15. Si bien la infauna bioturbadora más grande en el sedimento hadal era rara, como lo demuestran las distintas capas en la Fig. 1 complementaria, la epifauna, como los anfípodos carroñeros y los holoturias, aún podría contribuir a la mezcla de las capas superficiales15. Además, los ambientes hadales tienen dinámicas de depósito complejas con transporte continuo de material pendiente abajo hacia el eje de la zanja y eventos de pérdida de masa poco frecuentes que trasladan grandes cantidades de material de las pendientes al eje de la zanja21,36. Con base en la datación con 210Pbex, los 100 mm superiores de material deberían haberse depositado aproximadamente en los últimos 65 a 300 años (Tabla 1).

La detección de PCB en las capas de sedimentos analizadas más profundas en varios sitios es un signo de mezcla de sedimentos, ya que los PCB no pueden estar presentes en los sedimentos depositados décadas antes del inicio de la producción industrial de PCB (en la década de 1930). Por lo tanto, es posible que nuestros hallazgos de concentraciones generalmente más altas en las capas de sedimentos superiores deban interpretarse con cautela. Sin embargo, nuestras observaciones de concentraciones crecientes hacia las capas de sedimentos superficiales contrastan con las concentraciones máximas de COP comúnmente informadas en las capas de sedimentos depositadas durante las décadas de 1980 y 199034,37 (Fig. 2). Para los PCB, las emisiones globales se redujeron significativamente a mediados de la década de 19707, seguido de una interrupción de la producción mundial de PCB en la década de 1990. Si se confirma en estudios futuros, la observación de concentraciones de PCB generalmente crecientes hacia la superficie del sedimento puede indicar que las concentraciones de sedimentos aún no han alcanzado su punto máximo en esta área remota, con implicaciones importantes para el tiempo de dispersión de la deposición de COP en las zanjas.

En el Mar Báltico poco profundo y contaminado (profundidad del agua ≤459 m), las concentraciones de sedimentos de PCB en las áreas costeras alcanzaron su punto máximo a fines de la década de 1970, mientras que las áreas en alta mar demostraron concentraciones máximas unos 15 años después34, presumiblemente debido a procesos de transporte interno. Los datos sobre PCB en núcleos de sedimentos fechados del hemisferio sur son escasos. Sin embargo, los datos disponibles de sistemas de agua dulce poco profundos en México38 y Tanzania39 demuestran tendencias temporales de los PCB que son diferentes de las reportadas en el norte. El núcleo de Tanzania demostró una concentración máxima de PCB en sedimentos a principios de la década de 2000, seguida de una disminución significativa y, en los últimos años, un fuerte aumento de la concentración. Las posibles explicaciones incluyen fuentes secundarias, como la liberación de desechos electrónicos que contienen PCB, para contribuir al aumento de las concentraciones de PCB en la última década39. En los dos núcleos de sedimentos mexicanos, las tendencias temporales fueron similares a las que observamos en Atacama. No se encontraron concentraciones máximas desde la década de 1970, pero las concentraciones de PCB aumentaron desde la década de 1990 en uno de los núcleos y durante la última década en el otro núcleo38. En los sitios hadales de Atacama (>6000 m de profundidad), las tasas de sedimentación fueron bajas (0,43–1,53 mm año−1;15), lo que significa que, en promedio, una capa de sedimento de 20 mm correspondió a 27–69 años. Por lo tanto, es posible que las concentraciones máximas que ocurrieron a fines de la década de 1990 y principios de la década de 2000 no se detectaron en las capas de sedimentos del subsuelo de Atacama debido a la baja resolución temporal de las muestras de 20 mm. También es posible que las concentraciones aún no hayan alcanzado su punto máximo en esta área remota, o que los eventos de desechos masivos o la bioturbación oculten el efecto de la disminución de las emisiones de PCB en el área de la zanja. Se necesitan estudios futuros para investigar más a fondo las concentraciones de PCB y otros COP heredados en núcleos de sedimentos de las profundidades del mar. Si los COP en los sedimentos de aguas profundas aún no han alcanzado concentraciones máximas, plantea interrogantes sobre la escala de tiempo del transporte mundial de COP.

Las concentraciones de sedimentos de PCB (normalizadas al peso seco del sedimento) en las dos capas superiores de sedimentos (0–20 mm y 20–40 mm) fueron similares entre hadal (Atacama 2, 4, 6) y no hadal (Atacama 1, 9) sitios (Fig. 3).

Las concentraciones de sedimentos en la capa de 0 a 20 mm se representan con círculos y en la capa de 20 a 40 mm con triángulos. Los colores de brillante a oscuro indican la profundidad del agua de superficial a profunda.

Los PCB son sustancias químicas hidrofóbicas (log Kow ~4–8), con baja solubilidad en agua y preferentemente se dividen en materia orgánica en el medio ambiente. En consecuencia, las concentraciones ambientales de PCB se expresan comúnmente sobre la base del carbono orgánico (pg g−1 OC). La normalización de las concentraciones de PCB de Atacama al contenido de carbono orgánico del sedimento revela un patrón en el que los sitios no hadales tienden a tener las concentraciones más bajas de PCB (Fig. 4).

Atacama 1, muestreado a 2560 m de profundidad en el talud del margen continental, representa un entorno diferente en comparación con los sitios dentro de la fosa, con concentración de material y dinámica de deposición compleja19. Las fosas de Hadal, incluida la de Atacama, tienen tasas de renovación de carbono orgánico relativamente altas19. Dado que los PCB se dividen selectivamente en materia orgánica, la degradación del carbono orgánico conduce a concentraciones elevadas de PCB sobre una base de carbono orgánico. También es probable que la calidad del carbón orgánico a granel como adsorbente para los PCB cambie a medida que se degrada en la zanja. Mientras que una fracción del carbono orgánico lábil se conserva a lo largo del eje de la zanja15,40, la fracción inerte de la materia orgánica del sedimento superficial generalmente aumenta con la profundidad del agua en los sitios objetivo. Hubo una marcada diferencia en las concentraciones de PCB de los sitios hadal y no hadal. Las concentraciones de PCB por masa de carbono orgánico graficadas frente a la fracción de carbono orgánico inerte muestran relaciones exponenciales (Fig. 5), lo que indica que la concentración de PCB en la unidad de carbono orgánico aumenta exponencialmente a medida que la proporción de carbono orgánico en los sedimentos se vuelve más inerte/refractario .

Además, la proporción de protohidrocarburos lábiles (S1) en el carbono orgánico del sedimento muestra una relación inversa con el contenido de PCB por carbono orgánico para los sitios de estudio (Fig. 6). Esto corrobora el hallazgo anterior de que los PCB parecen estar asociados con la fracción altamente refractaria de carbono orgánico en los sedimentos del estudio. Los PCB y otros contaminantes orgánicos con un esqueleto aromático absorben fuertemente la materia orgánica condensada, como el hollín y el carbón vegetal41. Este efecto es particularmente fuerte, por ejemplo, para los PAH que tienen una configuración plana, pero también se ha observado para los PCB y otros compuestos menos planos42,43. Por lo tanto, la formación y acumulación de la fracción de materia orgánica inerte, refractaria y más degradada en el sedimento de la fosa estudiada podría conducir a una mayor capacidad de sorción de los COP. De acuerdo con esto, Hawthorne et al44 observaron una mayor sorción de PCB en sedimentos meteorizados en comparación con sedimentos menos meteorizados utilizando una base de datos de más de 1900 muestras de sedimentos. Krauss y Wilcke45 estudiaron la aparición y sorción de PCB y PAH en fracciones de suelo de densidad creciente. Encontraron concentraciones decrecientes tanto de PAH como de PCB a medida que aumentaba la densidad del suelo. Además, las concentraciones de PAH normalizadas con OC fueron significativamente más altas en la fracción pesada, más degradada, en comparación con las fracciones más ligeras. Este efecto fue más pronunciado para los PAH más pesados, mientras que no se observó tal tendencia para los PCB. Por lo tanto, la distribución de PCB en las diferentes fracciones del suelo estuvo determinada por la cantidad de materia orgánica y no por la calidad, mientras que los HAP más pesados también se vieron afectados por la calidad del OC.

En las muestras de sedimentos de Atacama, el rango de propiedades fisicoquímicas entre los PCB medidos y de calidad asegurada fue demasiado estrecho para establecer cualquier efecto de la calidad de la materia orgánica en la distribución dentro de la zanja. Esta limitación también impidió futuras investigaciones sobre la posibilidad de decloración anaeróbica de congéneres de PCB altamente clorados en muestras de sedimentos hadales46. Sin embargo, planteamos la hipótesis de que nuestros resultados reflejan una combinación de PCB que son más persistentes que el carbono orgánico del sedimento, lo que conduce a un enriquecimiento de PCB a medida que la materia orgánica se degrada en la pendiente de la zanja y se concentra a lo largo del eje de la zanja19,20, y que el carbono orgánico degradado ha una mayor capacidad para absorber COP en comparación con el carbono más lábil44.

Se recolectaron núcleos de sedimentos de Atacama durante el crucero R/V Sonne (SO261, 2018) utilizando un muestreador de múltiples núcleos47. Los núcleos de sedimentos se cortaron a bordo y las muestras de sedimentos se almacenaron congeladas en botellas limpias de tapa azul con papel de aluminio asegurado entre el vidrio y la tapa de plástico hasta su posterior procesamiento en el laboratorio. La descongelación y el submuestreo para el análisis de contaminantes se realizaron en una campana de extracción de humos limpia que se sometió a pruebas previas para detectar una posible contaminación de fondo, y las muestras se almacenaron en frascos de vidrio previamente limpiados. La concentración de 210Pbex en los sedimentos se midió con análisis de rayos gamma según lo descrito por Oguri et al.15.

La medición geoquímica del carbono orgánico del sedimento se llevó a cabo en el laboratorio de Carbono Orgánico Litosférico (LOC) del Departamento de Geociencias de la Universidad de Aarhus. El método implica temperatura programada, pirólisis anhidra abierta y combustión de ~50 mg de sedimentos secos a granel utilizando los analizadores de TOC y pirólisis HAWK (Wildcat Technologies, EE. UU.). Las concentraciones de los protohidrocarburos lábiles (S1; mg HC g-1 sedimento) se midieron utilizando un detector FID a una temperatura iso de 300 °C. Las concentraciones restantes de los hidrocarburos y el carbono orgánico que contiene oxígeno (CO y CO2) liberados durante la pirólisis a una temperatura creciente (25 °C/min) de hasta 650 °C sumarían el carbono orgánico generativo total (% en peso de GOC) fracción. El carbono orgánico restante se quemó en el horno de oxidación a una temperatura de 800 °C, que se atribuye a la fracción de carbono orgánico no generativo refractario restante (% en peso de NGOC) o, a menudo, se considera como el "carbono orgánico inerte" en este documento. El carbono orgánico total (% en peso de TOC) es la suma de GOC y NGOC. La exactitud y precisión analíticas se monitorearon utilizando el estándar WT2 (Wildcat Technologies, EE. UU.).

Las muestras de sedimentos se secaron mezclándolas con sulfato de sodio (Na2SO4) antes de la extracción. Para la extracción, se pesaron de 3 a 16 g de sedimento seco en celdas de extracción acelerada con solvente (ASE) y 20 µL de una solución estándar sustituta de PCB en isooctano (100 pg µL−1 de congéneres marcados con 13C #28, #52, # 101, #118, #138, #153 y #180). Las celdas de extracción se llenaron con tierra de diatomeas para mejorar la eficiencia de extracción. La extracción se llevó a cabo usando acetona:n-hexano (1:1, V/V) a 100 °C durante dos ciclos dando aprox. 60 ml de extracto de cada celda, que luego se evaporó hasta casi sequedad y se intercambió por n-hexano puro. Un proceso de limpieza final de dos pasos consistió en un tratamiento con ácido sulfúrico y cobre activado para eliminar los componentes de la matriz orgánica y el azufre elemental. Antes del análisis GC-MS/MS, se añadió a cada muestra una solución estándar de recuperación que contenía (13C-PCB n.º 111).

Debido a las bajas concentraciones esperadas, se utilizó un método de inyección de gran volumen. En resumen, se inyectaron 10 µL de muestra en una entrada de vaporización a temperatura programable (PTV), donde el exceso de solvente se evaporó a bajas temperaturas antes de la inyección en la columna. Cada congénere se analizó con un mínimo de dos transiciones en el detector MS/MS (Tabla complementaria 3). Los datos se cuantificaron con base en el ion de transición con la señal más fuerte de cada analito, usando un método estándar interno. Se usaron una o dos transiciones secundarias para calificar cada analito. Los estándares de PCB etiquetados se asignaron a cada analito en función del grado de cloración (Tabla complementaria 4).

Las muestras en blanco se analizaron en paralelo con cada lote de muestras de sedimentos, para tener en cuenta la posible contaminación durante el secado, la extracción, la limpieza y el análisis. Los límites de detección del método específico de congéneres se calcularon como el promedio de las cantidades específicas de lote en las muestras en blanco más tres desviaciones estándar. Para las muestras sin niveles medibles en los espacios en blanco, los límites de detección del método (Tabla complementaria 5) se determinaron en función de la relación señal-ruido (altura del pico 6x/10x por encima del ruido). Las recuperaciones del estándar interno se calcularon usando la proporción de respuestas de cada congénere sustituto individual y el estándar de recuperación (13C-PCBs#111). Para la comparación, se utilizó una mezcla de referencia que constaba de estándares sustitutos y de recuperación (consulte la Tabla complementaria 4 para las recuperaciones individuales de cada congénere). La validación de nuestro método demostró bajas recuperaciones/precisión para PCB más ligeros. Por lo tanto, estos congéneres (

Todos los datos generados o analizados durante este estudio se incluyen en este artículo publicado y su archivo de información complementaria.

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Las muestras se obtuvieron durante los cruceros del R/V Sonne, crucero SO261 adjudicado a Frank Wenzöfer, Matthias Zabel y Ronnie N. Glud. Agradecemos al capitán y la tripulación por su excelente apoyo para obtener las muestras. El apoyo financiero fue proporcionado por la subvención avanzada HADES-ERC "Diagénesis béntica y microbiología de las trincheras hadales" # 669947, la subvención de la Fundación Nacional de Investigación Danesa DNRF145 (Centro Danés para la Investigación Hadal). SB recibió el apoyo del Consejo Sueco de Investigación Formas (número de subvención: 2017-01513). El apoyo financiero adicional proviene del Departamento de Ciencias Ambientales de la Universidad de Estocolmo.

Financiamiento de acceso abierto proporcionado por la Universidad de Estocolmo.

Departamento de Ciencias Ambientales, Universidad de Estocolmo, Estocolmo, Suecia

Anna Sobek, Sebastian Abel, Zhe Li y Gisela Horlitz

Grupo de Carbono Orgánico Litosférico (LOC), Departamento de Geociencias, Universidad de Aarhus, Aarhus, Dinamarca

Hamed Sanei y Arka Rudra

Departamento de Ciencias Marinas, Universidad de Gotemburgo, Gotemburgo, Suecia

Esteban Bonaglia

HADAL y Nordcee, Departamento de Biología, Universidad del Sur de Dinamarca, Odense, Dinamarca

Kazumasa Oguri y Ronnie N. Glud

Instituto de Investigación para el Cambio Global, Agencia Japonesa de Ciencias y Tecnologías Marinas y Terrestres, Yokosuka, Japón

kazumasa oguri

Instituto Danés de Estudios Avanzados (DIAS), Universidad del Sur de Dinamarca, Odense, Dinamarca

Ronnie N. Glud

Departamento de Ciencias Oceánicas y Ambientales, Universidad de Ciencias y Tecnologías Marinas de Tokio, Tokio, Japón

Ronnie N. Glud

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AS, SB y RNG diseñaron el proyecto. RNG organizó la expedición y realizó el muestreo de sedimentos. AS, SA, ZL y GH planificaron y realizaron los análisis químicos. HS, RNG y AR planificaron y realizaron los análisis de carbono orgánico. KO y RNG tomaron muestras y realizaron las investigaciones sobre la cronología de los sedimentos. Todos los autores discutieron los resultados y sus implicaciones. AS escribió el manuscrito con contribuciones de todos los autores.

Correspondencia a Anna Sobek.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

Nature Communications agradece a Edmond Sanganyado y a los otros revisores anónimos por su contribución a la revisión por pares de este trabajo. Los informes de los revisores están disponibles.

Nota del editor Springer Nature se mantiene neutral con respecto a los reclamos jurisdiccionales en mapas publicados y afiliaciones institucionales.

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Reimpresiones y permisos

Sobek, A., Abel, S., Sanei, H. et al. La degradación de la materia orgánica provoca el enriquecimiento de contaminantes orgánicos en los sedimentos hadales. Nat Comun 14, 2012 (2023). https://doi.org/10.1038/s41467-023-37718-z

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Recibido: 17 noviembre 2022

Aceptado: 28 de marzo de 2023

Publicado: 10 abril 2023

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

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