海の研究（Oceanography in Japan），29（5），129－151，2020，doi: 10.5928/kaiyou.29.5̲129

─ 総 説 ─海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法＊
中嶋 亮太 1＊＊・山下 麗 2
要旨

海洋マイクロプラスチック汚染は，海洋が直面する地球規模課題の 1 つであり，近年，海洋マイクロプラスチック（ MPs ）に関する膨大な数の論文が出版されている。MPs をモニタリングする重要性が増す一方で，MPs の調査・計測手法は発展途上の段階にあり，多く（ 1 ）海水・の研究者が最適な手法を模索している。海洋 MPs の主な調査・計測する手順は，堆積物・生物などの試料の採取，（ 2 ）夾雑物（有機物・無機物）を除去することで MPs を分離と精製，（ 3 ）検鏡と化学判別の組み合わせによる MPs の識別と同定からなる。それらの手法は多岐にわたり複雑である。本総説では海洋 MPs の採取，前処理，同定，定量化の様々な手法について紹介するとともに，各手法の特徴と問題点を整理した。さらに今後のMPs 計測手法の方向性を述べる。
キーワード：マイクロプラスチック，海洋環境，計測，同定，分離態を知ることは重要である。プラスチックごみが海洋へ

1. はじめにマイクロプラスチック（ microplastics，MPs ）は，浅漏出することを防ぐための各国の政策の効果を検証する
うえでも，可能な限り海洋の広い範囲において定量的に

MPs をモニタリングしなければならない。

海から深海まで海洋環境において普遍的に存在してい（ 1 ）試料の採取，
海洋の MPs を分析・計測する手順は，る。MPs は生態系や海洋動物だけでなく人間社会にも負（ 2 ）分離・精製，そして（ 3 ）MPs の識別・同定からなり，の影響をおよぼす可能性があることから，環境中や生物手法について英文総説も多数発表されている（ Hidal-

体内の MPs をモニタリングし，その時系列変化，分布の

go-Ruz et al., 2012; Löder and Gerdts, 2015; Rocha-San-

広がり，生物への暴露状況など，プラスチック汚染の状

tos and Duarte, 2015; Song et al., 2015; Qiu et al., 2016;
Hanvey et al., 2017; Ivleva et al., 2017; Shim et al., 2017;

＊

1
2
＊＊

2020 年 5 月 15 日受領 2020 年 7 月 21 日受理
著作権：日本海洋学会，2020 年
海洋研究開発機構 地球環境部門〒 237－0061 神奈川県横須賀市夏島町 2－15
東京大学大気海洋研究所〒 277－8564 千葉県柏市柏の葉 5－1－5
連絡著者：中嶋亮太
e-mail : nakajimar@jamstec.go.jp

Zobkov, 2018; Mai et al., 2018; Prata et al., 2019 ）。MPs
はサイズのレンジが広く（たとえば 1 m-5 mm ），形状や材質が多様である。採取する場所も海表面から海底まで広く，試料も海水，堆積物や生物と多岐にわたる。

2010 年代当初は，MPs の採取法や計量単位に統一性はなく，様々な海域から MPs の定量的な報告がされてきた

130

中嶋・山下

が，代表値をだすことは容易ではなかった。その後，前処理や分析の工程においては，MPs の混入リクスよMPs の採取・分析について EU（ Galgani et al., 2013 ）やりも，MPs を見落とすリスクと MPs を紛失するリスク（ Masura et al., 2015 ）が先行
米国海洋大気庁（ NOAA ）のほうがずっと大きい（ Isobe et al., 2019; Cadiou et al.,

してガイドラインを作成し，最近，国連が組織する専門2020 ）。近年の論文では精度保証（信頼性）/ 精度管理

家会合 Joint Group of Experts on the Scientiﬁc Aspects（ QA/QC ）について記載されており，使用する前処理やof Marine Environmental Protection（ GESAMP ）は，国分析法において，可能であれば異なるサイズや密度の市

際的な標準法として推奨するプラスチックの採取・分析

販のマイクロビーズや繊維を添加して MPs の回収率と再。環境省からも海表面
方法をまとめた（ GESAMP, 2019 ）現性を調べ，前処理や分析の精度を示すことが望ましに浮遊する MPs の採取・分析方法の指針が発表されい。添加した MPs の回収率や再現性を 80％以上にする，海洋における MPs の状況把握手（ Michida et al., 2019 ）。なお，ことが望ましいとされている（ Löder et al., 2017 ）法の標準化や調和化が進みつつある。しかし MPs の調

プラスチック製品の利用（とくに容器）は，静電気によっ

査・定量手法は未だ発展途上の段階にあり，多くの研究て微小な MPs を紛失するリスクを増大させる。そのため者が最適な手法を模索している。本稿では，上記総説に

前処理と分析では極力プラスチック製品を排除するほう記載されていない新しい手法も含めながら海洋 MPs の計がよい。

測手法に関するこれまでの研究をまとめ，今後の研究進展の一助となることを期待する。

2. 精度保証（信頼性）/ 精度管理
MPs の採取，前処理，分析のいずれの工程においても，プラスチックフリーもしくは可能な限りプラスチッ
クの混入がない状態を確保する必要がある。よく使われ

3. マイクロプラスチックの採取
MPs の採取は，海洋環境のどこで採取するか，すなわ
ち海表面または水柱（水試料）か，あるいは海底（堆積物）または海岸（砂浜）かで用いる手法が異なる。

3.1. 海表面

るプラスチック製品を排除し，使用する道具や試料を保海表面に浮遊する MPs は見た目にわかりやすく，多く存する容器は，金属，ガラス，シリコーンといった別のの研究の調査対象になってきた。MPs のうち，材質がポ道具に置きかえる。ただし分析の対象とならない，ある

リエチレン（ PE ）やポリプロピレン（ PP ）は比重が海水

いは環境中からはほとんど検出されないようなプラス

よりも小さく，発泡ポリスチレンは空気を含んでいるたチック（フッ素樹脂など）の利用はかまわない。また採取。海表面に浮く MPs の採め海表面を浮遊する（ Table 1 ）の項目で述べるように，プランクトンネットのメッシュ

取には主にニューストンネットとマンタネットが使われ地などプラスチックの代替素材がない場合もその利用はるが，大気と海洋の境界面の薄い膜に含まれる MPs のかまわない。その場合は，調査機材に利用しているプラ

採取には海面ミクロ層サンプラーが用いられる。

スチックの材質を調べておき，その材質の粒子数だけ過3.1.1. ニューストンネット・マンタネット

大評価している可能性があると認識すればよい。

海表面 MPs の採取に広く使用されるのはニューストン

衣服からの繊維の混入や船の塗装の混入にも注意を払。どちらもネット
ネットとマンタネットである（ Fig. 1 ）う。分析中は木綿 100％の白衣を着用する。空気中に浮の開口部（フレーム）が一部水没し，海表面をすくうよう遊する繊維状の MPs が混入する可能性は常にあるために曳網して，水深 0-0.5 m に浮遊する MPs を採取する，実験室での操作は，可能な限りラミ（ Dris et al., 2016 ）（ Eriksen et al., 2013; Anderson et al., 2017; Michida et

ナーフローのクリーンベンチで行う。蓋を開けて水をいal., 2019 ）。

れたガラスシャーレなどのブランクを用意し，採取，前

マンタネットは，開口部の左右に翼型の浮きがつき，処理，分析のそれぞれの工程で混入のチェックはかかせ

海面の一定の深度を安定して曳網できる。ただし波が高ない。

くなると容易に飛び跳ねて開口部が海面を飛び出し，そ131

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

Table 1. Densities of various common plastic polymers.
Density（ g/cm3 ）Polymer type
Expanded polystyrene（発泡ポリスチレン）

EPS0.02-0.64

Polypropylene（ポリプロピレン）

PP0.85-0.92

Low density polyethylene（低密度ポリエチレン）

LDPE

0.89-0.93

High density polyethylene（高密度ポリエチレン）

HDPE

0.94-0.97

Styrene-butadiene rubber（スチレン─ブタジエンゴム）

SBR

0.94

Seawater（海水）sink or ﬂoat

ﬂoat

1.02-1.03

Polystyrene（ポリスチレン）PS

1.04-1.09

Acrylonitrile butadiene styrene（ ABS 樹脂）

ABS1.06-1.08

Polyamide（ポリアミド（ナイロン））

PA

1.13-1.15

Polymethyl methacrylate（アクリル樹脂）

PMMA

1.18

Polyvinyl chloride（ポリ塩化ビニル）

PVC

1.16-1.41

Polyurethane（ポリウレタン）

PU

1.2

Bakelite（フェノール樹脂）

sink

1.3

Polyethylene terephthalate（ポリエチレンテレフタレート）

PET

1.38-1.41

Polyacetal（ポリアセタール）

POM

1.41

の間試料を採取できない。ニューストンネットは，マンニューストンネットまたはマンタネットで採取される

タネットよりも開口部の縦長が長く，開口部の中間に海MPs 密度の単位は，曳網した面積あたりの MPs 個数

面がくるように左右に浮きをつけ調整する。ニュースト，または面 積あたりの MPs 重量（ mg/（ number/km ）ンネットは多少波があっても開口部が海面から跳びはねkm2 ）で示される。また曳網した体積あたりの個数（ num-

ることは少ないが，開口部が水没している深さ（ m ）の3
ber/m3 ），もしくは体積あたりの重量（ mg/m ）でも示

変動が大きく，曳網中は開口部がどのくらい深く潜ってされる。曳網した面積（ km ）は，ネット開口部の横幅長。
いるか記録する必要がある（ Michida et al., 2019 ）（ m ）╳曳網距離（ m ）から算出され，曳網距離は（ 1 ）船2

2ニューストンネットもマンタネットも，メッシュの目の対水速度（例 2 knot ）╳曳網した時間（例 0.5 h ）で求合い（網目の大きさ）は 100-500 m と幅があるが，目合めるか，（ 2 ）流量計の値（曳網距離に対する回転数）からいが小さいと目詰まりしやすいため，目合い 330 m 程求める。ネットの目が詰まると濾水量が落ちてしまうた。1
度のネットが最も使用されている（ GESAMP, 2019 ）め，流量計で求めた曳網距離のほうが正確である（ Michi-

回の曳網は船速 1-3 ノットで 15-30 分間であることが多3da et al., 2019 ）。一方，曳網した体積（ m ）は，ネット。曳網距離をい（ GESAMP, 2019; Michida et al., 2019 ）開口部の水没している深さ（ m ）╳ネット開口部の横幅

正確に求めるために，ネット開口部に流量計（フロー

長（ m ）╳ 曳 網 距 離（ m ）か ら 算 出 さ れ る。 一 般 的 なメーター）が取り付けられる。船の舷から離れるようにニューストンネット（横幅 0.75 m ）を 2 ノットで 20 分間

ネットを海面におろし，船の航跡流を避けるように曳網曳網すると，曳網される面積はおよそ 1,000 m となり，する。航跡流に巻き込まれた MPs は水面から下方向に。
体積は 200-500 m になる（ Michida et al., 2019 ）潜ってしまうため MPs 数の大幅な過小評価につながるか。
らである（ GESAMP, 2019 ）23流量計から曳網距離を計算するために，流量計は事前にキャリブレーションを行う。すなわち，ネットなしの

132

中嶋・山下

a
a

ニューストンネットで採取されるような比較的サイズ
が 大 きな MPs（ >300 m ）の 密 度（ 単 位 体 積 あ たりの

MPs 個数）は，通常，海表面で高く深度が増すにつれて低くなる。しかし，波が高いと海表面の MPs が深くまで潜り込みやすくなり，MPs 密度の過小評価につながる。そのためネットの曳網は海況が（ Reisser et al., 2015 ）穏やかな時が望ましい。Isobe et al.（ 2015 ）は，ネット
曳網時の波高と風速を計測し，波高と風速に依存した

MPs の鉛直分布を推定して（ Kukulka et al., 2012 ），こ
れを鉛直積分し MPs 数を補正することを推奨している。

b

ネットは使用する前に必ず内部をよく流し洗いし，MPs の混入を最小限にする（ Michida et al., 2019 ）。夜間にニューストンまたはマンタネットを曳くと大量の動物
プランクトンが採取される。MPs の前処理のことを考えると，動物プランクトンが少ない日中に曳網したほうが良い。また，生活排水（調理場の排水，洗濯排水など）からの混入を避けるため，ネットの曳網中は船舶からの排水を止める。
ネット採取の問題点は，メッシュ目合いよりも小さな

MPs がネットをすり抜けしまい，MPs 数を過小評価することである。たとえば，目合い 333 m メッシュのマン

Fig. 1. Two types of nets are used for sampling microplastics in surface seawater— (a) manta trawl
and (b) neuston net (Image a: Chesapeake Bay Program, https://ﬂic.kr/p/FRwowH, CC BY-NC 2.0).

タネットで採取した MPs 数と，ポンプでくみ上げた海水を 100 m もしくは 300 m のメッシュで濾して採取した

MPs 数 とを 比 較 す ると，100 m メッシ ュ で 得 ら れ た
MPs 数のほうが多い（ Setälä et al., 2016 ）。バケツ採水された海水中の MPs 数のほうが目合い 333 m のマンタ

フレームに流量計を取り付け，既知の距離を曳き，濾過

ネットで採取された MPs 数よりも数桁オーダー高いとい

効率 100％における曳網距離あたりの流量計の回転数を。そのためネット採う報告もある（ Brandon et al., 2020 ）。フレームにネットを取り求める（ Michida et al., 2019 ）

取に平行して，2.2 で述べる採水も行われることが多い。

付けて曳網すると，ネットの抵抗により一部の水がフ

3.1.2. 海面ミクロ層サンプラー

レーム外にあふれるため濾過効率 100 ％にはならない。

海面ミクロ層とは，大気と海洋の境界面にある非常にネットが目詰まりすると濾過効率はさらに小さくなる（＝薄い層（厚み数百 m ～数 mm ）のことで，この境界面

濾水量が落ちる）。ネットの開口部（フレーム）に流量計に 微 生 物 や 粒 状 態 物 質 が 濃 集 す る（ Nakajima et al.,を取り付けて曳網することで，流量計の回転数から「実2013 ）。海面ミクロ層の MPs 採取には金属メッシュや回際の」曳網距離を知ることができる。

転ドラム式のサンプラーが使用される（ Ng and Obbard,

ニューストンネットでは目詰まりによってネット開口

2006; Song et al., 2014 ）。しかし，得られる（時間あたり部の水没深度が大きくなるため，曳網時に水没深度を写の）水量は極めて少なく，MPs の広範囲な調査には向い真やビデオ撮影等で記録することが推奨される（ Michidaていない。海面ミクロ層の採取に必須の条件として，波et al., 2019 ）。ただし，浮力の高い浮きを使うことで目詰の影響を排除する必要がある。そのため海況が穏やかなまりしても開口部の水没をある程度は防ぐことが出来る。

時にしか採取できないうえ，小さなボートなどを用いて，

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

133

岸や大きな船からなるべく遠く離れた場所で採取する必む冷却水ポンプが使われる（ Lusher et al., 2014 ）。ホー要がある。このように海面ミクロ層の採取は容易ではな

スを取り付けたポンプ採水には，ポンプをデッキ上に設いが，海面ミクロ層の MPs 数はマンタネットや後述する

置してホースを海面下に垂らし海水をくみ上げる，またポンプで得られる濃度よりも多いことが示されているは水中ポンプを海面下に下ろして海水をくみ上げる方法。海面ミクロ層サンプラーで得られた（ Song et al., 2014 ）がある。ポンプをデッキ上に設置し，ホースで海水をく

水試料はフィルターに濾過して MPs を捕集する。

み上げ，海水がポンプを通過する前にメッシュ（プランクトンネットやステンレス篩など）に濾過するほうが，混

3.2. 水柱入のリスクと脆い MPs が壊れるリスクを減らすことがで水柱の MPs の採取には，プランクトンネット（ Doyle et。
きる（ GESAMP, 2019 ）al., 2011 ），ニスキンボトル などの 採 水 器（ Norén and

船底の取水口から海水を取り込む場合，その採水深度

Naustvoll, 2010 ），ポンプ（ Ng and Obbard, 2006; Dubaish

は数 m 程度が一般的である。船底から取り込まれた海水and Liebezeit, 2013; Enders et al., 2015 ），連続プランクは熱交換器などを通過してくるが，一部の海洋調査船

ト ン 採 集 器（ Continuous Plankton Recorder, CPR ） （たとえば，みらいや白鳳丸）では，研究用に生海水を実（ Thompson et al., 2004 ）が用いられる。このうちポンプ験室まで直接くみ上げており，そこから MPs 試料を得ると CPR は，比較的海表面に近い表層（水深～ 10 m ）の。
ことができる（ Fig. 2a, b ）MPs 採取に用いられる。水柱から採取される MPs 密度
3，もしくはの単位は，体積あたりの個数（ number/m ）ポンプ採水した海水は，ステンレス製フィルターやガ
ラス繊維フィルター，ナイロンフィルターなどに濾過し3

体積あたりの重量（ mg/m ）で示される。

て MPs を捕集する（ Enders et al., 2015; GESAMP, 2019;

3.2.1. プランクトンネット

Zobkov et al., 2019 ）。目合いの異なる複数のフィルター

海表面より深い水深の MPs は，ボンゴネットなどのプ，MPs のに通過させることで（たとえば 500, 300, 30 m ）ランクトンネットの斜め曳きまたは鉛直曳きによって採。
サイズ分画試料を同時に得ることができる（ Fig. 2c, d ）取する。MPs の鉛直分布を調べるには，Multiple Open-

ポンプ採水は，ネット採取に比べて（時間あたりに）濾

ing/Closing Net Environmental Sensing System（ MOC-

過できる水量が少ない。そのため密度の薄い MPs を集

NESS ）や Vertical Multiple-opening Plankton Sampler

めるためには，海水をフィルターに数十分～ 1 日濾過し

（ VMPS ）など多層式開閉プランクトンネットが用いられ続けることが多い。ポンプ採水では流量計を用いて，流。ニューストンネットと同様，る（ Brunner et al., 2015 ）速（ L/min ）とポンピング時間（ h ）から採水した海水のMPs の混入を最小限にするため，ネット曳網の直前に量（積算流量）を求めるが，夾雑物の影響でフィルターがネット内部をよく洗い流す。開口部には流量計を取り付

目詰まりするにつれてサンプラーを通過する海水の流速け，曳網した海水の体積を計算する。

が落ちるため，積算流量を記録できるデジタル流量計を3.2.2. 採水器・バケツ使用する。

プランクトンネットの目合いをすり抜けてしまう微小近年では MPs を直接海中で濾過する現場濾過ポンプ

な MPs を採取するにはバルクの海水を採水してフィルも使われている（ Karlsson et al., 2020; Schönlau et al.,

ターに濾過する。金属製バケツを使えば最も簡単に海表2020 ）。現場濾過ポンプでは，1 時間で 2 万リットル程度

面に近い海水を採水できるが，1 度のサンプリングで得らの海水を濾過することができ，ニスキンボトルなどの採れる水量は小さい。目的の水深における海水をピンポイ

水器よりも目的の水深でより多くの MPs 試料を採取でき

ントに採水するにはニスキンボトルなどの採水器を用いる。

。
る（ Di Mauro et al., 2017; Dai et al., 2018 ）3.2.4. 連続プランクトン採集器（ CPR ）3.2.3. ポンプ

連続プランクトン採集器（ CPR ）は，船の後部から曳ポンプ採水では，ホースを取り付けたポンプ（ Enders

航（水深およそ 10 m ）することで，その海水流入口（ 1.27

et al., 2015 ），または船底にある取水口から海水を取り込

cm2 ）に入るプランクトンを採集する装置である。CPR

134

中嶋・山下

a

b

c

d

Fig. 2. Examples of microplastic samplers using ship intake water— (a) sampler developed by the authors, (b)sampler developed by SubCtech GmbH (Germany). Multi-stage samplers with diﬀerent mesh sizes allow forcollection of size-fractionated microplastic samples. Microplastic samples are collected using either (c) a nylon
mesh or (d) a stainless-steel mesh. The integrated volume of water that is ﬁltered and the ﬂow rate are recorded using a digital ﬂowmeter (Images b and d: photographed by Dr. Sanae Chiba).

に取り込まれたプランクトンはシルク製のメッシュ生地

MPs を調べ，MPs の最初の記録は 1960 年代であること（目合い 270 m ）に捕集され，船が 1 マイル（ 1,852 m ）を報告している。

航走するとメッシュが 1 cm 巻き取られていくので，プラ3.2.5. セディメントトラップ

ンクトン群集の水平分布を知ることができる。観測船だ

上記で述べたネットや採水装置に加えて，水柱を沈降

けでなく同一航路を頻繁に行き来しているフェリーやコする MPs の採取にはセディメントトラップが用いられる

ンテナ船などの商船に CPR を取り付けることで，プラン。セディメントト（ Law et al., 2010; Enders et al., 2019 ）クトン群集の定期的な広域観測が可能である。CPR にはラップで採取される MPs は，単位時間あたり，単位面積

プランクトンだけでなく MPs も捕集される（ Galgani et，またはあたりに沈降する MPs 数（ e.g., number/m /d ）al., 2013 ）。Thompson et al.（ 2004 ）は，1931 年から北太重量（ e.g., mg/m /d ）で示される。

平洋で運用されている CPR のアーカイブ試料に含まれる

2

2

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

3.3. 海底（堆積物）

135

コアを，層別（たとえば 0.5-1 cm 間隔）に切り出し，各層に含まれる MPs を調べる。

ポリ塩化ビニル（ PVC ）やポリエチレンテレフタレー

堆積物コアをとるための筒はポリカーボネート製やト（ PET ）など海水よりも比重の大きなプラスチックはPVC 製などプラスチックでできているため，筒を堆積物。一方で，海表面を浮遊
ただちに海底に沈む（ Table 1 ）に 差 し 込 む と プ ラ ス チ ッ ク が 削 れ， 混 入 が 生 じ る

する軽いプラスチックも，藻類の付着などによって比重（ Tsuchiya et al., 2019 ）。Fig. 3 に使用前と 1 度使用済み。そのためが重くなりやがて沈む（ Michels et al., 2018 ）の堆積物コアチューブの内壁写真を示した。1 度利用す

海底に沈降した MPs を採取するには，まず堆積物ごと採るだけたくさんの傷がつくことがわかる。そのため堆積取する。堆積物の採取には，一定面積の採取に適した物コアの MPs を調べる前には，金属製のヘラ を用いてボックスコアラーや底質成層を乱さずに採取する柱状のコアの周囲 1-2 cm をそぎ落とし，プラスチックに触れてプッシュコアラーまたはマルチプルコアラーが広く利用

い な い 内 側 の 堆 積 物 を 使 う（ Matsuguma et al., 2017;

される。ボックスコアラーでは採取した堆積物を地上に

Brandon et al., 2019 ）。しかし周囲をそぎ落とすことで貴引き揚げてから改めて柱状の筒（チューブ）を差し込み一重なコア試料の大部分を失うことになるため，混入を心定量の堆積物が採取されることが多い。採取した堆積物配することがない金属製の柱状チューブも提案されていFig. 3. Inner wall surface of the polycarbonate tube of a push corer— (a) new tube; (b) tube that has been used
for retrieving a core from a sandy bottom at Sagami Bay, at 855-m depth; Tsuchiya et al. (2019) (CC BY 4.0).

136

中嶋・山下

る（ Fig. 4 ）（ Tsuchiya et al., 2019 ）。

のモニタリングプログラムに採用されている。通常，コ堆積物 MPs 密度の単位表記は，論文によって異なり，

ドラート（正方形の枠）を砂上に設置し，コドラート内の堆積物の湿重量あたり，乾燥重量あたり，面積あたり，砂を採取し，含まれる MPs を調べる。採取する深度は 5

体積あたりの MPs 数や重量で示される。また堆積物のcm が標準とされる（ Hidalgo-Ruz et al., 2012; GESAMP,

採取深度も研究間で異なり，結果の比較は困難である。

2019 ）。コドラートはランダムまたは満潮線沿いに均等に

GESAMP では，堆積物から採取される MPs 密度の単位設置して採取する（ Liebezeit and Dubaish, 2012; Van etは， 堆 積 物 の 乾 燥 重 量 あ た り の MPs 数（ number/kg

al., 2012 ）。サンプルの代表性を担保するため，1 地点でdry weight ）または重量（ mg/kg dry weight ）で示すこ

コドラートを 5 つ以上，5 m 間隔で設置することが望まし。
とが推奨されている（ GESAMP, 2019 ）。
い（ Galgani et al., 2013 ）堆積物コア試料では，放射性核種（

210

137

Pbex， Cs ）による堆積物の地質年代と照らし合わせることで MPs の蓄

3.5. 生物

積過程を知ることができる。たとえば，堆積速度が高い

MPs は多くの海洋動物に誤食されており，生物体内のサンタバーバラ沖合のある海底から採取された堆積物コ

MPs の数や重量も海洋プラスチック汚染の指標となるアを調べた研究では，第二次世界大戦後から MPs 数が。たとえば MPs 汚染のモニタリング（ Kühn et al., 2015 ）15 年ごとに 2 倍増加していることを報告している（ Bran-には，魚，二枚貝，動物プランクトンなどが使われていdon et al., 2019 ）。

る（ Setälä et al., 2014; Li et al., 2015; Peters and Brat-

3.4. 海岸（砂浜）
海岸の MPs は誰でも簡単に採取できるため，世界中

ton, 2016 ）。通常，生物は解剖して消化管を取り出すが，対象とする生物が小さい場合，解剖せずにまるごと処理。その場合，試料表面に MPs
する（ Galgani et al., 2013 ）Fig. 4. Corer equipped with an aluminum tube (arrow) and conventional polycarbonate tubes—the metal tube
is not transparent, which means that it is impossible to observe the sampled sediment from the outside. Nevertheless, the tube allows minimal contamination of microplastics. Tsuchiya et al. (2019) (CC BY 4.0).

137

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法が付着している可能性があるため，試料をよく洗浄する

ゆる MPs 試料の前処理である。とくに非プラスチック粒必要がある。生物体内から採取される MPs は，個体あた

子が大量に含まれる試料の場合，前処理なしに MPs をりの MPs 数（ number/individual ）や 重 量（ mg/individ-

検出することは容易ではない。MPs の見落としを防ぐたual ）で示される。

めに，できる限り非プラスチック粒子を取り除くことが

3.6． 試料の保存と分割
自然環境から採取される MPs には過度に劣化したものが少なくない。劣化した MPs は脆く，水分が付着したまま冷凍すると破損する恐れがあるため，試料は可能な限り冷蔵または常温で保存することが望ましい。海水・ネッ肝要である（ Qiu et al., 2016; Hanvey et al., 2017; Rochand Brinker, 2017; Prata et al., 2019 ）。前処理に標準化された方法は今のところないが，ここでは一般的に広く使われている前処理の方法を中心に述べる。

4.1. 篩

ト試料は，ホルマリンまたはエタノールで固定すること

最もシンプルな MPs の分離方法は，試料を篩（ふるで，生物の腐敗を防ぎ，異臭の発生を抑えることで実験い）で濾して，その場で肉眼もしくは顕微鏡下で観察し室での MPs の取り出し作 業を円滑にできる。ただしながらピンセットで拾い出すことである。ネット試料に

MPs に含まれる化学物質を分析する際はホルマリンやエは，MPs よりも大きな生物（クラゲ・魚など）や木片，

タノールで固定せずに冷蔵保存する。プラスチック容器

海藻，海草などが混入する。これらを効率よく取り除くは汎用性の高いポリマー（ PE，PP，PVC など）で作られため，目合 5 mm メッシュのステンレス篩に試料を通し，ているため，採取した試料はガラス瓶や金属製の容器にそれを目合 300 m メッシュの篩で受ける（ Masura et

保管することを推奨する。やむを得ずプラスチックボト

al., 2015 ）。MPs を採取するネットのメッシュ目合は標準ルに保管する場合は，新品を良く水洗いして使用し，ブで 330 m 程度なので，篩の目合も 300 m あればよい。

ランクを用意するのが望ましい。水試料では，フィル

もちろんより細かい目合のネット（例えば 100 m ）を使

ター等に濾過したのち，ただちに乾燥しない場合は冷蔵用した場合はそれに応じて篩の目合も小さくする。目詰

または常温で保存する。堆積物コア試料は冷蔵保存する。

まりを防ぐために間に 1 mm や 500 m メッシュの篩を

MPs を大量に含んだ試料（特にネット試料）を分割せかませる場合もある。

ずにすべて分析することは研究を遅らせる要因になる。

500 m 以上の MPs は肉眼でも識別が容易であるため，後述するが，MPs の識別・同定は極めて時間がかかる。

MPs または MPs らしき粒子（ MP 様粒子）もこの時点で試料の分割には，フォルサム式などのプランクトンスプ。しか拾い出すことができる（ Hidalgo-Ruz et al., 2012 ）。あらかじリッターが用いられる（ Michida et al., 2019 ）し肉眼による識別と拾い出しは非常に時間がかかる上に，

め比較的大きな MPs や形に特徴があり比較的数が少ない

取りこぼしも多いため，別途以下に述べる化学処理や密MPs（たとえば樹脂ペレットや漁網の繊維など）を取り除

度分離もあわせて行うのが望ましい。5 mm メッシュ上

いてからプランクトンスプリッターを活用する。しかしに残ったプラスチック片は MPs よりも大型のメソプラス

PE や PP など比重の軽い MPs は水面に浮いてしまい，チック（ 5-25 mm ）またはマクロプラスチック（ 25 mm

分割中に MPs がプランクトンスプリッターの壁面に吸着～）として扱う。海底堆積物の試料でも篩を使えるが，し，正確な分割ができない。そのため MPs 試料をエタ

堆積物中の MPs は非常に小さなサイズの粒子が多いた，エタ
ノールで置換し（ PE と PP はエタノールに沈む）

め，細かい目合の篩を使うと詰まりしやすい。そのためノールごとスプリッターに注ぎ込んで MPs の分割を行う。

次に述べる密度分離をまず行うのが望ましい。

4. マイクロプラスチックの分離と精製（前処理）4.2. 密度分離
MPs を海底の堆積物や砂から分離するためには，MPs3

3

MPs の分離と精製の目的は，夾雑物を可能な限り除去の密度（ 0.9-1.5 g/cm ）と堆積物の密度（ >2.5 g/cm ）のして，MPs の識別・同定を容易にすることである。いわ

差を利用した密度分離法がよく使われる（ Dillon, 1964;

138

中嶋・山下

Chubarenko et al., 2016; Hanvey et al., 2017 ）。ネット試が用いられる。漏斗の下に伸びる管状の足から沈殿させ料でも後述する化学処理の後に密度分離するケースもあた堆積物を除去して，MPs を含む上澄みだけを残して回る。密度分離には，MPs よりも密度が大きいが堆積物よ収する。しかし足が目詰まりしやすく，1 度に処理できる

りは密度が小さい塩類溶液が主に使われる。MPs を含ん。
堆積物は少ない（ Masura et al., 2015 ）だ堆積物をこれらの溶液にいれて撹拌・静置すると，軽

これらの問題を解決するため活栓付き漏斗を上下逆さい MPs が浮き，重たい堆積物が沈む。上澄みを回収すまにした形状の金属製分離器具（ Munich Plastic Sedi-

ることで堆積物から MPs を効率よく分離できる。

ment Separator, MPSS ）が考案されている（ Imhof et al.,MPs の密度分離に最も古くから使われてきたのは飽和2012 ）。MPs の回収率は未使用の MPs で 95-100 ％とさ。安価で安全で塩水（ NaCl ）である（ Fries et al., 2013 ）

れるが，劣化した MPs では 20-40％と低い（ Zobkov and

3あり，比重は 1.2 g/cm あるため，PE や PP を浮かせる

Esiukova, 2017 ）。また MPSS は，大型で重く取扱が容易ことができる（各プラスチック材質の比重は Table 1 をではない他，サンプル処理間でバルブの洗浄をするため参照）。オリーブオイルを飽和塩水に一滴いれると，プラに毎回分 解 洗浄が必要である（ Zobkov and Esiukova,

スチック粒子が上澄みに集まるのを助け回収率も上がる

2017 ）。MPSS と類似した機構で PVC 製のポータルブル。しかし，PET やポ PVC などの（ Karlsson et al., 2017 ）タイプも提案されているが（ Sediment-Microplastic Iso-

比較的比重の大きな MPs 粒子を浮かせることはできな

lation, SMI ）（ Coppock et al., 2017 ），やはり分解洗浄がい。また PE や PP 粒子でも付着物があると飽和塩水に手間であり，また PVC 製のため劣化にともなう MPs 混

沈んだままの場合がある。

入の懸念がある他，回収した MPs の吸着化学物質の測そこで，より密度の大きな塩化亜鉛（ ZnCl2，密度：
3

1.6-1.7 g/cm ）， 臭 化 亜 鉛（ 25 ％ ZnBr2 密 度： ≦ 1.7 g/
3

3

cm ）
， 臭 化 ナ ト リ ウ ム（ NaBr， 密 度：1.4-1.6 g/cm ）
，
3

，塩化カル
ヨウ化ナトリウム（ NaI，密度：≦ 1.8 g/cm ）3

定には不向きである。
上記の短所を解決するために，複雑な構造はなく洗浄が容易で，MPs と堆積物を 1 度の操作で分離できるガラ
ス製の分離器具（ JAMSS ）も開発されている（ Nakajima，ポリタングステン酸
シウム（ CaCl2，密度：2.15 g/cm ）et al., 2019a ）。JAMSS は，上板と下板の 2 枚のガラス板

ナ トリ ウ ム（ SPT: 3Na2WO4･9WO3･H2O， 密 度： ≦ 3.1

で構成され，上板には筒，下板にはカップがつく（ Fig.

3

g/cm ）などが使われる（ Corcoran et al., 2009; Imhof et5）。上部と下部を重ね合わせると 1 つの筒となり，ここal., 2012; Liebezeit and Dubaish, 2012; Claessens et al.,2013; Crawford and Quinn, 2017; Quinn et al., 2017; Nakajima et al., 2019a ）。SPT は安全だが高価であり，塩化に堆積物と塩類溶液（ NaI 等）を入れて密度分離させる。
ガラスコーティングされた攪拌子を用いてゆるやかに攪
拌した後，静置させ，堆積物が完全に沈殿してから，上亜鉛や臭化亜鉛は安価だが毒性が高いなどの理由で，や板と下板をスライドする。すると下部のカップ内に堆積や高価だが安全なヨウ化ナトリウムがよく利用されてい物が閉じ込められるため，MPs を含む上澄みを容易に回る。

収可能である。JAMSS は堆積物から MPs を最も簡単・

堆積物の密度分離を行う前に，水と堆積物試料をまぜてエアレーションし，軽い MPs を含む粒子を上層へ浮かせて回収し，大部分の堆積物を取り除いた後に密度分離。
を行う場合もある（ Claessens et al., 2013 ）効率よく（回収率：97％）密度分離できる器具の 1 つである。

4.3. 化学処理

密度分離には，ガラス製のビーカーや活栓（バルブ）夾雑物のうち無機物の多くは上述の密度分離法で取り付き漏斗（または分液漏斗）が主に用いられる。ビーカー除けるが，有機物は化学処理によって取り除かれる。有法では上澄み回収の際に堆積物の再懸濁を防ぐのが難し

機物にはプランクトンやデトリタス，MPs に付着する藻

く，またガラス壁面に MPs が残るため，工程を 3-5 回ほ類などが含まれる。ただし化学処理によって完璧に有機。堆積物のど繰り返す必要がある（ Masura et al., 2015 ）

物を取り除けるわけではなく，甲殻類の外殻などのキチ

再懸濁を防ぐためには，活栓付き漏斗（または分液漏斗）

ン質や細かな木くずなどは残る。

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

a

139

b
Lower plate
Upper platecdFig. 5. Microplastic-sediment separator unit made of glass (JAMSS) — (a) the upper plate (left) incorporates anopen glass tube, whereas the lower plate (right) incorporates a cylindrical glass container. (b) The two plates
are set against each other during use, so that initially the lower container and the upper tube combine into asingle, cylindrical container, where the sample can be poured into. (c) The plates can then slide against eachother to separate the lower from upper half of the sample by introducing a lid and a bottom (the glass plate),
respectively. (d) Microplastics in the supernatant of the upper tube are poured by rinsing the internal walls of
the tube. Nakajima et al. (2019b) (CC BY 4.0).

4.3.1. 酸・アルカリによる有機物分解（ KOH ）溶液なら MPs を壊すことはないが，魚類の消化酸とアルカリによる有機物の除去は広く試みられてい管では完全な分解に 2-3 週間を要する（ Foekema et al.,

る方法である。二枚貝などの生物組織を分解して MPs を2013 ）。強い酸とアルカリは MPs を壊してしまうなど予（ Claessens et
取 り 出 す た め に，22.4M の 硝 酸（ HNO3 ）期せぬ結果を招く可能性があるため注意が必要である。

al., 2013 ）や，HNO3 と過塩素酸（ HClO4 ）の混合液（ IC-

4.3.2. 過酸化水素による有機物酸化ES, 2015 ）などが使われる。しかし強い酸はポリスチレ

過酸化水素（ H2O2 ）による有機物の酸化は最もよく使ンやポリアミドなど特定のプラスチックを壊してしまう，30％ H2O2
われる方法で（ Liebezeit and Dubaish, 2012 ）。
（ Nuelle et al., 2014; Rocha-Santos and Duarte, 2015 ）を 60 ℃や 70 ℃に加熱し有機物を分解する方法が様々な

水酸化ナトリウム（ NaOH ）や水酸化カリウム（ KOH ）（ FeSO4・研究で行われている。30％ H2O2 に硫酸鉄（Ⅱ）

によるアルカリ分解も試みられている。分解速度を速く

7H2O ）を混合するフェントン法も広く使われている（ Ma-

するために NaOH と HNO3 の混合液が用いられることもsura et al., 2015; Tagg et al., 2017 ）。

。しかし強いアルカリある（ Roch and Brinker, 2017 ）一般的なフェントン法では溶液を 70℃以上に加熱する（たとえば 10M NaOH ）では PE やポリアミドなどを壊し，60℃以上の発熱反応では MPs
が（ Masura et al., 2015 ）。10 ％ 水 酸 化 カリウムてしまう（ Dehaut et al., 2016 ）が破壊される恐れがある（ Munno et al., 2018 ）。H2O2 の

140

中嶋・山下

みによる処理も同様で，高い温度では熱に弱いプラス

大し，紛失する MPs の数はサイズが小さいほど多い（ Na-

チックがダメージを受けやすい。

kajima et al., 2019b ）。

酸・アルカリによる有機物分解と過酸化水素による有

そのような MPs 紛失のリスクを減らすために硝酸セル

機物酸化による処理方法を比較した研究もある（ Hurley

ロース（ cellulose nitrate, CN ）フィルターを用いた方法

et al., 2018 ）。（ 1 ）30％ H2O2 で 60℃反応，（ 2 ）30％ H2O2

，ビーカーに直接挿入でき
や（ Roch and Brinker, 2017 ）で 70 ℃ 反 応，（ 3 ）フ ェ ン ト ン 法 で 常 温 反 応，（ 4 ）1Mる小型のステンレス篩が提案されている（ Nakajima et

NaOH で 60 ℃反応，
（ 5 ）10％ KOH で 60 ℃反応，の 5 つal., 2019b ）。

の条件における有機物の除去率と MPs へのダメージを比CN フィルターでは，サンプルをフィルターに吸引ろ較すると，常温フェントン法がもっと効率よく有機物を過 後， フ ィ ル タ ー ご と 1M NaOH 溶 液 に 漬 け（ 温 度除去し，かつ MPs へのダメージが最も少なかった（ Hur-

40℃）
，有機物を分解させるとともに CN フィルターを溶

ley et al., 2018 ）。この研究では，いずれの試薬を用いるかす。さらに HCl を加えて中和してから，H2O2 を加えてとも反 応 温 度は 40 ℃を超えないことを推 奨している

酸化処理を行うことで，複数の化学処理を 1 つのビー。
（ Hurley et al., 2018 ）。その後，カーで完結できる（ Roch and Brinker, 2017 ）4.3.3. 酵素による有機物分解
酵素分解による有機物除去も試みられている（ Cole etMPs の識別・同定のために試料を別途フィルターに濾過する。

al., 2014 ）。タンパク質分解酵素（プロテアーゼ）を用い小型のステンレス篩（メッシュ目合い：10-30 m ）でて動物プランクトンを大量に含む試料を分解した実験では，中に試料を入れたまま，試薬の入ったガラスビー

は，試料重量の 97％以上の分解と MPs の高い回収に成カーに直接挿入して反応させる。複数の化学処理を行う。同様に二枚貝と魚の消化功している（ Cole et al., 2014 ）際は，取り出した小型篩をそのままを別の試薬が入った

管内容物をタンパク分解酵素で分解する実験でも MPs

ビーカーに挿入すればよい。反応終了後にビーカーからの 高 い 回 収 率 を 達 成 し て い る（ Catarino et al., 2017;

篩を取り出すだけで精製済みの MPs を回収できるため，

Courtene-Jones et al., 2017; Karlsson et al., 2017 ）。

化学処理の度にフィルター上に MPs を捕集・洗い流す

酵素分解のメリットは，MPs にダメージを与えないこと，酸やアルカリ等とは異なり扱いが容易ということである。しかし処理時間は長く（試料によるが，プランク（ Löder et al., 2017 ），また高価でトン試料で 10 日程度）ある。上述の酵素処理は生物のやわらかい組織を分解す

手間を省くと同時に，MPs を紛失するリスクを減らして。
いる（ Nakajima et al., 2019b ）4.4. その他の分離方法
4.4.1. オイル選別

ることを目的にしており，硬い組織や植物繊維などは分

プラスチックの親油性を利用し，試料から MPs を回収

解されない。したがって酵素処理の後に過酸化水素によするオイル法も報告されている（ Crichton et al., 2017;。
る処理も推奨されている（ Löder et al., 2017 ）Mani et al., 2019 ）。乾いた試料を水とキャノーラ油（ま4.3.4. 化学処理の手順

たはヒマシ油）と混合し，十分によく混ぜた後，油，水，

化学処理にはビーカーやペトリディッシュなどガラス

固層が完全に分離するまで静置する。MPs は油層に運ば製の容器を用いる。環境試料をガラス容器に入れ，酸やれ，油層をフィルターに濾過すればよい。オイル法によアルカリ，過酸化水素などを加えて反応させ，反応終了

る MPs の回収率は未使用の MPs で 90-100％と報告され後にフィルター上（または篩）に濾して溶液を取り除く。

。この方ている（ Crichton et al., 2017; Mani et al., 2019 ）複数の化学処理を行う場合（たとえば酵素処理の後に法は試薬に食用オイルを利用するだけで安価だが，回収

H2O2 処理），試薬を変える度にフィルターに試料を集め，した MPs を含む粒子は油まみれである。また有機物が多再び試薬の入った容器にフィルター上の試料を洗い流す

い試料では，有機物を除去するプロセスも別途必要にな（またはフィルターごと入れる）行程を繰り返すことにな。
る（ Möller et al., 2020 ）る。その過程を繰りかえすと MPs を紛失するリスクが増

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

4.4.2. 浮遊選別
疎水性の高い粒子には気泡が付きやすい性質を利用して，疎水性が高く比重の軽い MPs を浮かせ，疎水性が低い粒子と分離する方法も提案されている。浮遊選別はリサイクル施設では一般的な手法であるが，堆積物中の小さな MPs の回収率は 60 ％以下と低い（ Imhof et al.,2012 ）。

4.4.3. 静電選別

141では難しい（ Lenz et al., 2015 ）。そのため目視（肉眼・顕微鏡）だけで MPs を識別するのは過小評価または過大評
価の原因となる。

5.1. 目視による識別5.1.1. 肉眼
MPs のサイズが数百 m 程度以上であれば，トレイやペトリディッシュ等にのせ，肉眼により直接 MPs をピン

静電気を利用して帯電させた MPs を特異的に回収すセットで摘出できる。とくに色がカラフルな MPs やレジ。静電選る方法も報告されている（ Felsing et al., 2018 ）ンペレットなど形が特徴的な MPs はわかりやすく肉眼で別では，MPs（ 63 m-5 mm ）の回収率 90-100 ％と報告も容易に識別できる。透明なガラス容器を使い，下に白されているが，150 g の試料を処理するのに 3-4 時間程度

色や黒色の紙を敷くことで見落としが少なくなる。粒子要する。また試料は完全に乾いている必要があり，濡れサイズが 2 mm 以上の大きな MPs 粒子であれば，肉眼た試料や粘着性がある試料には適さない（ Felsing et al.,，
でも分析者による検出誤差は小さく（ Isobe et al., 2019 ）2018 ）。

誰でも簡単なトレーニングを受けることで選別作業を行

4.4.4. 磁気選別

うことができる。しかしサイズが 2 mm よりも小さい粒

磁気によって MPs を集める手法もある。疎水化した鉄子になると肉眼 での 識 別は 難しくなりエラーが 増 す

ナノ粒子を MPs に吸着させ，MPs を磁石で回収する。また小さな MPs の色が非プラス（ Isobe et al., 2019 ）。鉄ナノ粒子に疎水性の炭化水素を（ Grbic et al., 2019 ）チック粒子と似ていると，肉眼では MPs を見落とす可能

付加させ，その鉄ナノ粒子を MPs 表面に結合させる。す。そのため小さな MPs の性が高まる（ Mai et al., 2018 ）ると MPs を磁石で回収が可能になる。ただし MPs に結

識別には顕微鏡を用いる。

合した鉄ナノ粒子がその後の材質分析に影響するかどう

5.1.2. 実体顕微鏡かは調べられていない。

実体顕微鏡は，サイズが数百 m 程度の MPs の識別に使われる。顕微鏡で拡大することで，MPs とその他の

5. マイクロプラスチックの識別・同定

粒子を見分けるために必須となる対象物の表面の質感や構造の情報を読み取ることができる。また，解剖用の針

試料の前処理（分離・精製）によって夾雑物を減らしたなどを使った粒子の硬さの情報は MPs を識別するためのら，MPs および MPs 様粒子の識別とポリマーの材質同。ニューストンヒントにもなる（ Masura et al., 2015 ）定を行う。MPs および MPs 様粒子の識別は目視（肉眼

ネットで採取される比較的大きな MPs（ >300 m ）は顕または顕微鏡）で行い，材質の同定には化学判別を用い微鏡によって識別が可能である。しかし 100 m 以下のる。MPs の識別と併せて，MPs の形状・サイズも記録す

小さな MPs では，色や形が他の粒子と似ていると顕微鏡，ることが望ましい。MPs の形状は，破片状（ fragment ）下でも識別が困難である。さらに夾雑物が多いと識別は，フィルム状（ ﬁlm or sheet ），糸状（ line
発泡状（ foam ）なお難しい。

or ﬁbers ）， ペ レ ット 状（ pellet ）の 5 つ に 大 別 さ れ る

5.1.3. 蛍光顕微鏡。
（ GESAMP, 2019 ）蛍光染色と蛍光実体顕微鏡を組み合わせた MPs の識

過去の調査によれば，目視で拾い出した MPs 様粒子別法もある。蛍光染色の 1 つであるナイルレッド（ Nileが実際にプラスチックであった確率は約 20-70％であっ

Red, NR ）は中性脂肪の染色に使われるが，PE や PP なた（ Hidalgo-Ruz et al., 2012; Eriksen et al., 2013; Lenz

どの疎水性の高い MPs も染色することができる（ Er-et al., 2015 ）。また合成繊維（ポリエステルなど）と天然

ni-Cassola et al., 2017; Maes et al., 2017 ）。前処理をした繊維（色がついたコットン繊維など）の区別も顕微鏡だけ

環境試料を NR 染色し，蛍光実態顕微鏡で青色励起させ

142

中嶋・山下

オレンジの吸収フィルターを通して観察すると，MPs があり，またサンプル試料の準備や観察に時間がかかるた

赤や黄緑色に光るため MPs の識別が可能となる（ Fig.

め，大量の試料を処理するには向いていない（ Mai et al.,6）
。プラスチックの劣化は NR 染色に影響しないとされ2018 ）。

，ポリカーボネート，ポリウレ
るが（ Shim et al., 2016 ）タン，PET，PVC といったプラスチックは NR に染まりにくい。また藻類や木片，貝殻などは NR に染まらない

5.2. 化学判別
化学判別とは，プラスチックポリマーの材質を調べ，が， 染 ま っ て し ま う 有 機 物 も あ る の で（ Maes et al.,MPs の種類を同定することである。プラスチックかどう2017 ），試料中の脂質や有機物は事前に十分に取り除いかの識別だけでなく，PE や PP といった特定のポリマーておく必要がある。NR 染色ではポリマーの材質は分か

材質の同定が可能となる。化学判別はおもに分光分析とらない，必要に応じて後述する化学判別を別途行う。

熱分解分析に大別され，分光分析には，フーリエ変換赤プラスチックの自家蛍光から MPs を識別する方法もあ，ラマン分光，ハイパースペクトルイ
外分光（ FTIR ）。 数 m-数 十 m の 微 小 なる（ Brandon et al., 2020 ）メージングがあり，熱分解分析には熱分解ガスクロマト

MPs では，高倍率（ 500-1,000 倍）の蛍光顕微鏡をもちい。
グラフ─質量分析などがある（ Table 2 ）て粒子の自家蛍光を観察できる（倍率が低いと自家蛍光5.2.1. フーリエ変換赤外分光法（ FTIR ）も弱くなるため認識は難しい）。しかし一部の生物や無機

フーリエ変換赤外分光法（ Fourier Transform Infra-

粒子も自家蛍光を持つため，非プラスチック粒子の特徴

red Spectroscopy, FTIR ）は，MPs の同定に最も広く使を熟知するとともに，有機物・無機物の除去を事前に十。FTIR は試料にわれている方法の 1 つである（ Fig. 7 ）。
分に行う必要がある（ Brandon et al., 2020 ）赤外光（おもに波長 2.5-25 m の中赤外光）を照射し，透5.1.4. 電子顕微鏡

過または反射した吸収量を測定する。赤外光は分子結合

走査電子顕微鏡（ SEM ）では，MPs 様粒子の表面構造の振動や回転運動のエネルギーとして吸収されるため，をクリアにそして高い解像度で観察することができる。

試料を透過または反射する際の光の吸収を観察すると分粒子の表面構造を高倍率で観察することで，他の有機物子の構造や官能基の情報を知ることができる。

粒子との区別ができる。さらにエネルギー分散型 X 線分

MPs 様粒子の材質を特定する上で FTIR を用いれば

析装置（ EDS ）を用いれば，対象とする粒子の元素組成

MPs 粒子の誤検出を防ぎ，一見プラスチックには見えなを知ることができ，プラスチックは炭素が多いため，無い粒子を見逃してしまうリスクを減らせる。MPs 様粒子機物との区別が容易となる。しかし SEM-EDS は高価でのスペクトルを得たら，ライブラリ（データベース）を参照して，その粒子の材質を同定する。たとえば測定した

MPs のスペクトルが，ライブラリにある PE のスペクト
ルとのヒット率（一致率）が 98 ポイントなどと表示され（表記の仕方はメーカーによって異なる），そのヒット率を参考にしながら材質を判定する。実際の現場から採取される MPs 試料は，酸化などの劣化によりスペクトル形
状が変化しているためライブラリ中のスペクトルとの一致率が低くなる傾向がある。低いヒット率では別の物質と誤同定する確率も高くなることから，ヒット率 70％以上で材質を判断している研究者が多い（ Thompson et al.,

2004; Obbard et al. , 2014; Primpke et al. , 2017 ）。Galgani et al.（ 2013 ）は，ヒット率 70％以上でポリマー材質

Fig. 6. Microplastics are fluorescently dyed using
Nile Red and the scale bar indicates 200 m.

を判定し，ヒット率 60-70％では既知ポリマーに特徴的なピークがはっきり見られない場合は判定結果を棄却，

143

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

Table 2. Summary of diﬀerent methods for the detection of polymer type ─ FTIR: Fourier transform infrared
spectroscopy; ATR: attenuation total refraction; Pyr-GC-MS: pyrolysis gas chromatography-mass spectrometry; and TED-GC-MS: thermal extraction-desorption GC-MS.
Characteristics

Spectroscopy

Pyrolysis analysis

FTIR

micro FTIRATR

trans/refraction ATR

Number of measurable
particles per analysis

1

10 -10Time scale of analysis（ including preparation
for measurement ）min

Detection level of measurable size
Particle number, size,
shape/morphology

3

5

Raman microscopy
35Hyperspectral imaging

Pyr-GC-MS

TED-GC-MS

Undeﬁned1

Undeﬁned1

10 -10hour-dayminhour-day

min

hour

hour

>100 m10-100 m

a few m100 m

1-20 m

>50 m

─

─

╳

○

╳

○

○

╳

╳

ヒット率 60％以下では判定結果を常に棄却することを推な粒子をピンセットでつまみ検出部まで持って行くのは奨している。

大変な作業であり，熟練した技が必要になる。そのため

MPs の FTIR 分析には，主に試料サイズの違いによっ

ATR-FTIR で分析に適した MPs のサイズは（ピンセッて通常の FTIR か顕微 FTIR を使い分ける。おおよそのトでつまみやすい）およそ 500 m 以上である（ Löder

目安だが，サイズが 100 m 程度より大きい MPs の分析

and Gerdts, 2015 ）。ATR では MPs 試料を押さえつけて，それ以下では顕微 FTIRには通常の FTIR を（ Fig. 7a ）分析するため，その圧力によって劣化した MPs が砕けるを利用する（ Fig. 7b ）。

ことはよくある。そのため MPs の形状やサイズの測定は通 常 の FTIR 分 析 に は 透 過 法， 反 射 法， 全 反 射 法

ATR 分析の前に行う。

（ ATR 法）などがあるが，>100 m 程度の MPs を分析

微小な MPs（ 100 m 程度以下）の検出・分析には顕微する際は ATR 法が一般的に使われる（ ATR-FTIR, Fig.

FTIR が必要になる（ Fig. 7b ）。顕微 FTIR では粒子の可7a ）。ATR 法では赤外光が内部反射（全反射）するプリ

視観察並びに赤外測定ができる。環境中の微小な MPs

ズムの反射面に試料をのせ，試料をプリズムに押し当てを分析するには，試料をフィルターにのせた状態で観察

密着させて分析するため，分厚い試料やいびつな形の試するが，フィルター上には MPs に加え，多くの夾雑物が料の分析も得意である。プリズムには主にダイヤモンド

混在するため，どこにあるかわからない MPs を狙い撃ちが使用される。

で分析することは難しい。そのためフィルターを高速で透過法では赤外光を試料に透過させる必要があるた

スキャンするマッピング測定やアレイイメージング測定

め，試料の厚さを 10 m 以下程度に前処理する必要があが必要になる。顕微 FTIR においても反射法，透過法，る。MPs を切片にすることは難しく，そのため（顕微でATR 法があり，用いるフィルターの材質が PTFE，シリはない）通常の FTIR の透過法は MPs 試料の分析に向か

コン，アルミナなどでは透過法を，ステンレスメッシュ，ない。反射法も検出部が上を向いているため，一般的に

金コーティングなど金属フィルターでは反射が用いられは MPs の分析には使われない。

る。透過法または反射法で分析できる試料サイズの下限

ATR-FTIR は，肉眼で認識でき，ピンセットでつまめはおよそ 10-20 m である。

るサイズの MPs の分析に使われ，そのサイズ下限はおよ

一方，顕微 FTIR の ATR 法では，ATR のプリズムにそ 100 m 程度である。しかし試料を検出部（プリズム）

屈折率が 4.0 と十分に高いゲルマニウムを使うことで空。100 m 程度の小さに載せなければならない（ Fig. 7c ）間分解能を理論上 4 倍にできるため，10 m よりも小さ

144

中嶋・山下

a

b

c
C

Fig. 7. Fourier-transform infrared (FTIR) analyzers—in general, (a) attenuated total reﬂectance (ATR)-FTIR
is used for analyzing microplastic particles larger than 100 m, and (b) micro-FTIR is used for microplastics
smaller than 100 m. (c) ATR unit of ATR-FTIR. The FTIR analyzers in the photographs are (a) Nicolet iS5and (b) Nicolet iN10NX, Thermo Fisher Scientiﬁc.

な MPs 粒子を検出できる。またアパーチャを絞ることる。なお，Thermo Fisher Scientiﬁc 社の顕微 FTIR（ Ni-

で，数 m の微小な MPs 粒子も検出が可能となる。たcolet iN10MX, Fig. 7b ）では，試料を載せたステージがだし ATR は表面接触式の分析であるため，劣化した干渉計の可動鏡の戻りに同期して 10 倍速で動くため，リMPs を潰してしまう場合や，静電気によって ATR 検出

ニアアレイや FPA でなくとも，シングル素子で高速マッ部先端に試料がくっついてしまうことがある。また ATR

ピングを可能にしている。

検出部がゲルマニウムの場合，砂粒子などの堅く尖った

5.2.2． ラマン分光法

試料によって検出部がダメージを受けることや，フィル
ターを破損する恐れがある。

ラマン分光法は FTIR と同様に MPs の化学組成の同定に利用される（ Van Cauwenberghe et al., 2013; Lush-

顕微 FTIR の検出部 1 つでフィルター上の MPs をマッ

er et al., 2014 ）。物質にレーザー光を照射して発生したピングするには，空間解像度にもよるが，時間がかるた

散乱光のうち，分子振動によって散乱するラマン散乱光

め限られたエリアしか分析できない。だが顕微 FTIR にの性質を調べると，物質の分子構造や結晶構造を知るこ

1 次元配置（リニアアレイ）や 2 次元配置（フォーカルプ

。
とができる（ Löder and Gerdts, 2015 ）レーンアレイ，FPA ）の検出素子を導入すれば，スキャ

MPs の研究においてラマン分光分析を使う一番の利点

ン時間も速くなり，空間解像度を妥協することもなくな

は，励起光源に可視光などのレーザー光を用いるため，

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

145

かなり小さな MPs まで同定可能なことである。顕微鏡とルパターンをデータベース化することで，HSC で撮影し組み合わせたラマン顕微鏡では 10-20 m 以下から 1 m

た未知プラスチックの材質を同定することができる（ Zhu

程度の小さな MPs まで検出できる（ Cole et al., 2013 ）。

et al., 2020 ）。

また顕微 FTIR と同様，MPs 試料がのったフィルターを

HSC によるプラスチック判別は比較的新しい技術であスキャンできるため，フィルター上の高解像度マッピン

り，リサイクル業界ではプラスチックフレークの材質判

グ（またはイメージング）が可能となる。ラマン分光分析

別に HSC を導入するリサイクル工場もある。近年ではは試料に非接触のため，MPs を無傷のまま同定できるメ

HSC による MPs 検出の技術開発が進められている（ Bal-

リットがある他，FTIR と違い，水に濡れた試料でも分si et al., 2018; Serranti et al., 2018; Shan et al., 2019; Zhu。FTIR と同様，析が可能である（ Takahashi et al., 2020 ）et al., 2020 ）。Zhu et al.（ 2020 ）は，HSC を用いてはじ

ラマン分光法でもライブラリ（データベース）を参照してめて 100 m サイズの MPs を検出・同定した。

MPs 様粒子の材質を同定する。その際もヒット率 70％以

HSC を利用する最大のメリットはその分析速度の速さ

上で材質を判定することが推奨される（ Galgani et al.,

。カメラで撮影（ラインスキャン）するにある（ Table 2 ）2013 ）。

だけで，対象とする MPs の材質同定を可能にする。また

ラマン分光法のデメリットは，MPs に含まれる添加剤

HSC は波長と同時に画像も取得するため，MPs の材質

や色素，付着する化学物質に敏感で，それがポリマーのに加えて，個数，形状，サイズといったモニタリングに材質同定を邪魔することもある（ Qiu et al., 2016; Shim et

必須の情報を得ることができる。分析できる MPs のサイal., 2017 ）。また自家蛍光を持つ夾雑物があるとうまく分

ズ下限はピクセルの大きさに依存する。仮に 1 ピクセル

析できない。そのため試料の前処理はとても重要である。

の空間解像度が 25 m なら，理論上は 25 m が分析でラマン散乱光は非常に弱く，高解像度で化学イメージン

きる下限サイズとなるが，MPs 粒子がぴたりと 1 つのピ

グするには迅速性に欠けるため，分子振動を強制的に起クセルに当てはまることは稀である。そのためピクセル

こすことができるコヒーレント反ストークスラマン散乱

解像度が 25 m なら，実際には 2-3 ピクセルに相当する（ CARS ）を応用した MPs 検出技術の開発も進められて50-75 m が MPs の検出下限サイズと思われる。

。
いる（ Cole et al., 2014 ）5.2.4． 熱分解分析

5.2.3． ハイパースペクトルイメージング

熱分解ガスクロマトグラフ─質量分析（ Pyr-GC-MS ）ハイパースペクトルイメージングは，カメラ撮影によは，試料の熱分解生成物（化合物）を分析することでポリる 2 次元の画像に加えて，数百バンドの非常に細かい波マーの構造情報を得る方法である（ Fries et al., 2013; Nu-

長を同時に取得できる手法で，物質の材質や特性の判別

elle et al., 2014; Dris et al., 2015; Dümichen et al., 2015 ）。

に使われる。一般的なデジタルカメラは RGB カメラなの

熱分解装置に MPs を 1 粒子を導入し，熱分解により発で，1 ピクセルには単一の色と光強度が表現される。とこ生したガス（熱分解産物）を GC-MS で分離検出する。得ろがハイパースペクトルカメラ（ HSC ）では，1 ピクセル

られた熱分解生成物のマススペクトルから化合物を同定に紫外光から赤外光までの分光された非常に細かい波長

し，試料中の熱分解産物の種類を把握する。熱分解生成（たとえば 5 nm 毎の波長）の情報が埋め込まれている。

物（化合物）の種類は，ポリマー材質ごとに特徴があるた

厳密には，2 次元の平面イメージが波長毎に層をなすよう

め，既知のプラスチック試料の熱分解生成物のパターンに重なりあって，3 次元のデータキューブをつくりだす。

と比較することで（同温度条件が好ましい），未知試料がプラスチックの判別には，近赤外（ NIR, ～ 1.7 m ）まどのようなポリマーを含んでいたのか材質同定が可能にたは短波長赤外（ SWIR, ～ 2.5 m ）の波長帯をもつ HSCなる。

が用いられる。光源には近赤外域を含むハロゲンランプ

この方法では材質の正確な同定だけでなくプラスチッを用いて試料を照射し，プラスチックを HSC で撮影するクに使われる添加剤（有害な物質も含む）も同時に分析と，材質毎に異なる反射スペクトルパターンが得られる。また MPs の材質とともにができる（ Fries et al., 2013 ）。様々なプラスチック材質のハイパースペクト（ Fig. 8 ）マス（質量）も測定が可能である。しかし，この方法では

146

中嶋・山下

Fig. 8. Spectra of various common plastic polymers obtained by hyperspectral imaging with the wavelength
range of 900-1,700 nm (Zhu et al. 2020) (CC BY 4.0).

基本的に 1 度に 1 粒子しか分析できないので大量の試料クロマトグラフ─質量分析（ TDS-GC-MS ）を組み合わせ。1 回に測定でき分析には向かない（ Fries et al., 2013 ）た装置である。MPs を含む環境試料を熱重量分析の加熱

る MPs 試料はおよそ 0.5 mg と少量である（ Dümichen et

炉で加熱し，生成物が抽出基質に吸着され，GC-MS へ

al., 2017 ）。またピンセットを用いて MPs を熱分解装置

熱脱着される。TED-GC-MS では 1 度に 100 mg の試料に導入するので，ピンセットでつまめる程度のサイズが，を分析可能で，試料を均一にする以外に前処理はいらな

分析できる MPs のサイズ下限となる。そのサイズ下限はい。分析は 2-3 時間程度で終わり，顕微 FTIR による

100 m 程 度 と も 言 わ れ る が（ Dekiﬀ et al., 2014 ），マ ッ ピ ン グ に 匹 敵 す る 速 さ で あ る（ Dümichen et al.,

500 m 以下の MPs をピンセットでつまむのはかなり大2017 ）。

変である。またマトリックスが多い試料を分析した場合，

Py-GC-MS と TED-GC-MS も含めて，熱分解分析の

次のサンプルに影響がでないように気を付けなければな

欠点は，試料を破壊してしまうことである。そのため分らない。
そこで，より大量で組成が複雑な環境試料を分析する

析前に MPs のサイズや形，個数の情報を得る必要がある。

には，熱抽出脱着─ガスクロマトグラフ─質量分析（ ther-

mal extraction-desorption GC-MS, TED-GC-MS ）が利。TED-GC-MS は，固用される（ Dümichen et al., 2015 ）相抽出付きの熱重量分析（ TGA-SPE ）と加熱脱着─ガス

6. おわりに
いまや MPs は表層から深層まで全球の海洋から検出

海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

147

され，MPs 汚染のモニタリングの重要性は国際的に増し最後に，研究者だけのマンパワーで広大な海洋に漂うている。全球的な MPs の分布と時系列変化はまさにこれMPs を網羅的に採取・分析することは難しい。商船などから明らかにされようとしている段階である（ Shim et

定期的に海を往復する船やレジャーボートなどに MPs サal., 2018 ）。海表面に浮かぶ MPs の採取法・定量方法については標準化・調和化が進んでいる（ Michida et al.,

ンプラーを取り付けるなど，市民サイエンスによる貢献。
も一層期待されている（ Griﬃn and Chiba, 2020 ）2019 ）。一方で，水柱ならびに海底堆積物の MPs の採取・前処理・定量方法のいずれの工程においても，その手法は多岐にわたり複雑で，海表面の MPs に比べて標準化

謝 辞は進んでいない。たとえば，海水を濾過して MPs を採取

執筆段階において FTIR の解説は服部光生氏，澤田寛する際に，ネットやフィルターの目合いサイズに統一性

己氏，岡田耕作氏（ Thermo Fisher Scientiﬁc ）に助言を頂はなく，研究者によって異なるサイズ分画の MPs を採取いた。ラマン分光分析の解説は高橋朋子氏（ JAMSTEC ）している。堆積物中の MPs 分析においても堆積物のサンに，熱分解分析の解説は中國正寿氏（香川大学）に助言をプリング深度に統一性はない。またミリメートルスケー頂いた。2 名の査読者には原稿に対する大変貴重な意見をルの大きな MPs であれば比較的簡便で信頼できる方法

頂いた。この場を借りて御礼申し上げる。本総説は，環境は確率されつつあるが，サイズが小さくなるにつれ，試，文部科学省海洋資源利省環境研究総合推進費（ SII-2 ）料の準備と同定に多くの時間がかかる。したがって今後，JSPS
用促進技術開発プログラム（ JPMXD0618067484 ）は，手法のさらなる改良と統一性はもちろんのこと，

科研費 JP19H04262, JP19K12307, および日本財団 FSI 基

MPs の同定時間と労力を軽減する手法の開発が望まれて金による海洋ごみ対策プロジェクトによる成果の一部であいる。さらに MPs の材質同定に必須となるポリマー材質る。

のライブラリーにおいては，劣化したポリマーの情報はいまだ乏しく，MPs 誤同定の原因になっている。そのためデータベースのさらなる充実が必要である。
近年では，MPs の個数に加えてサイズ，形状，ポリマーの種類（材質）の 3 点を把握することが，正確な起源と影響評価，分布モデル作成のための必須条件となってい る（ Hidalgo-Ruz et al., 2012; Gago et al., 2016; Er-

ni-Cassola et al., 2019; GESAMP, 2019 ）。したがってこれら 4 つの情報を効率よく測定できるほうが良い。画像解析によって MPs の個数，形，サイズの情報を得ながら同時に材質の化学イメージング（マッピング）ができる完
全または半自動的な方法が今後の主流になっていくと考えられる。
さらに今後は MPs の検出だけでなく，環境中からサブミクロン（ 1 m 以下）のナノプラスチック粒子（ nano-plastics, NPs ）を同定・定量できる手法の開発を進めていくことも重要である。NPs はその小ささ故に容易に循
環 器 系に入り込 むと考えられ 生 物 へのリスクが 高い。NPs が海洋中に存在すること（ Mattsson et al., 2017 ）に疑いの余地はないが，現在のところ，環境中の NPs を効果的に定量する分析手法はない。

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海洋マイクロプラスチックの採取・前処理・定量方法

Methods for sampling, processing, identiﬁcation,and quantiﬁcation of microplastics in the marine environment
Ryota Nakajima 1＊ and Rei Yamashita 2
Abstract
Microplastic pollution in marine environments is an emerging global issue revealing theimportance of microplastic monitoring. Although numerous papers have been published inrecent years in relation to microplastics, the methods and techniques for identifying andquantifying them remain underdeveloped, and many researchers are working to develop
optimal protocols. Some of the methods currently used include: (1) extraction from seawater,
sediment, and organisms; (2) isolation and puriﬁcation of microplastics from environmental
matrices by removing non-plastic materials, both inorganic and organic; and (3) identiﬁcationof microplastics using a combination of microscopy and chemical analyses. However, thesemethods are too diverse, often complicated, and they have not been standardized. In thisreview, we summarize the methods and techniques for sampling, processing, identifying andquantifying microplastics in marine environments and discuss the advantages and limitationsof these techniques. We also comment on some future directions for analytical methods ofmicroplastics.

Key words: microplastics, marine environment, analytical methods, identiﬁcation, isolation(Corresponding authorʼs e-mail address: nakajimar@jamstec.go.jp)(Received 15 May 2020: accepted 21 July 2020)(doi: 10.5928/kaiyou.29.5̲129)(Copyright by the Oceanographic Society of Japan, 2020)

1 Research Institute for Global Change (RIGC), Japan Agency for Marine-Earth Science and Technology (JAMSTEC),
2-15 Natsushima-cho, Yokosuka, Kanagawa 237-0051, Japan
2 Atmosphere and Ocean Research Institute (AORI), The University of Tokyo,
5-1-5 Kashiwanoha, Kashiwa, Chiba 277-8564, Japan* Corresponding author: Ryota Nakajima
e-mail: nakajimar@jamstec.go.jp151