海生研研報，第27号，11－20，2022
Rep. Mar. Ecol. Res. Inst., No. 27, 11-20, 2022

総説

海洋マイクロプラスチック汚染問題の現状
長谷川一幸＊1§・木村悠二＊2
Present Situation and Problems of Marine Microplastic Pollution
Kazuyuki Hasegawa*1§ and Yuji Kimura*2
要約：海洋におけるマイクロプラスチック汚染問題に関して，1）海域環境におけるマイクロプラス
チックの状況，2）マイクロプラスチックによる生物影響，3）日本近海のマイクロプラスチック汚染の現状，について知見をまとめた。今後の課題として，統一された手法での調査，迅速なマイクロプ
ラスチックの抽出方法の確立，数十μm以下のマイクロプラスチックの回収方法の確立等が挙げられる。自然環境中に放出されてしまったマイクロプラスチックを回収することは相当な困難が予想されるため，適切なモニタリングと汚染実態を把握する調査を継続的に実施していく必要がある。
キーワード：マイクロプラスチック，生物影響，発生源，流出量，課題のG20サミットでも「大阪ブルー・オーシャン・

まえがき

ビジョン」が共有され，2050年までにプラスチッ
近年，海洋におけるプラスチックゴミ汚染問題

クによる海洋汚染をゼロにする目標が掲げられたに関する対応が国際的にも広く求められるように（古武家，2020）。このように国際的にも関心の高な っ て い る。 そ の た め， 持 続 可 能 な 開 発 目 標

い海洋プラスチック汚染問題であるが，我が国を(SDGs)のターゲットの1つとしても取り上げら含め沿岸域の汚染状況についてはまだまだ十分解れ，「2025年までに，海洋ごみや富栄養化を含む，明されたとは言えず，調査・研究は緒に就いたば

特に陸上活動による汚染など，あらゆる種類の海かりである。

洋汚染を防止し，大幅に削減する」とされている

本稿では，日本近海におけるマイクロプラス（環境省, 2018a）。国連環境総会(UNEA3)でも，「海

チックの汚染状況に関して，最新の知見を整理し，

洋プラスチックごみ及びマイクロプラスチック」

マイクロプラスチックの定義と分類，発生源と流に関する決議が採択され，海洋プラスチックごみ

出量，採取・前処理・分析方法ならびに海産生物

及びマイクロプラスチックに対処するための障害影響の現状について取りまとめるとともに，モニ及びオプションを精査するための専門家グループ

タリング等に係る課題と取り組み方について提会 合 を 招 集 す る こ と が 決 定 さ れ た（環 境 省,

案，議論した。

2018b）。先進7カ国（G7）伊勢志摩サミットの首
脳宣言においても，海洋ごみに対処することが再海域環境におけるマイクロプラスチックの状況確認されている（環境省水・大気環境局水環境課
海洋環境室，2017；環境省，2018a）。2019年6月

定義と分類

マイクロプラスチックは5mm以下の（2021年6月17日受付，2021年11月15日受理）＊1 公益財団法人 海洋生物環境研究所 実証試験場（〒945-0017 新潟県柏崎市荒浜四丁目7番17号）§
E-mail：hasegawa@kaiseiken.or.jp＊2 日本大学生産工学部応用分子化学科（〒275-8575 千葉県習志野市泉町1-2-1）― 11 ―

長谷川・木村：マイクロプラスチック汚染問題の現状

プラスチックのことを指し，これは2008年米国海理人口普及率の3割）を占める（安中，2006）。そ洋大気庁（NOAA）が主催する国際ワークショッのため，出水時には多量のマイクロプラスチック

プで定義された（高田，2017；中嶋，2019）ものが自然環境中に放出されると考えられているが，で，生物相に容易に摂取される大きさであるといこれらの影響については定量的な評価はされていうことを前提としている（中嶋，2019）。

ない（高田，2017）。政令指定都市では，道路等

海水や海底土，海産生物の体内で発見されるマの幅員も狭く埋没物も多いことから合流式下水道

イクロプラスチック（第1図）は大きく一次マイを積極的に採用しているため，陸上からのマイク

クロプラスチックと二次マイクロプラスチックのロプラスチックの流出を抑えるには今後対策が必二つに分類される（高田，2017，2018）。一次マ

要になるかもしれない。世界的に見ると，中南米，

イクロプラスチックは歯磨き粉，化粧品，洗顔料

アフリカ，南アジアでは下水道の普及率は非常にや工業用研磨剤等に含まれるスクラブ材として使低いため，相当量のマイクロプラスチックが汚水用されるビーズ状のプラスチック等を含む，主にとともに自然環境中に放出されていると考えられ製品の原料や製品に配合されるマイクロサイズのている（中嶋，2019）。この他にも河川を介してプラスチックのことである（高田，2017，2018）。

自然界に流出するもので，徐放性肥料（窒素等の二次マイクロプラスチックは，大きなサイズの製肥料の効きを遅らせるために肥料をプラスチック

品として製造されたプラスチックが何らかの要因の被膜で包んだもの）や人工芝等が報告されていで海洋へ流出してしまった後に熱酸化，光分解る（浅 井 ら，2018； 楠 部 ら，2019； 大 八 木，（Andrady, 2011）や波浪の作用による物理的影響2019）。

等によって細片化した物である（牛島ら，2018；
中嶋，2019；磯部，2020）。

二次マイクロプラスチックの発生源は，環境中に投棄または流出した一般ゴミや漁具，洗濯した衣服から発生する繊維状のマイクロファイバー等
で あ る と 考 え ら れ て い る（牛 島 ら，2018）。
Jambeck et al.（2015）によると海岸に接する192の国から海洋に流出するプラスチックゴミの総量
は，2010年では480～1,270万トンと試算されていPPる（第1表）。2050年には魚の量よりもプラスチッ



第1図

クの量が多くなるという懸念もある（Neufeld et

海底土から検出されたマイクロプラスチック

al., 2016）。海洋プラスチックゴミの大半は陸起発生源と流出量一次マイクロプラスチックの多第1表

くは，河川や下水道を介して湖沼や海に流出していると考えられている（Rochman et al. , 2015a；
牛島ら，2018；田中ら，2020）。下水処理場では，多くのマイクロプラスチックが汚水の処理過程で除去される（Carr et al. , 2016；田中ら，2019）が，特に小さいマイクロプラスチックは除去されないで 放 出 さ れ る と い う 報 告（Estahbanati andFahrenfeld, 2016；田中ら，2019）もある。下水処
理施設での処理量は総量が多いため，アメリカでは1日あたり80億個のマイクロビーズが水環境中に排出されると試算されている（Rochman et al. ,2015a）。田中ら（2020）も下水処理場をすり抜けて504,600個/日のマイクロプラスチックが琵琶湖に流入すると試算している。我が国では下水道の普及が進んでいるが，汚水と雨水を一緒に1本の管で集める合流式下水道が全国の1割（下水道処

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海洋へのプラスチック流出量の推定値（Jambeck et al .（2015）を編集）ᅜ䚷ྡ୰ᅜ䜲䞁䝗䝛䝅䜰
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長谷川・木村：マイクロプラスチック汚染問題の現状

源 で あ る と 考 え ら れ て い る が（Jambeck et al.,2015），韓国の沿岸に漂着した海洋プラスチック

D

ゴミの56％は漁具等を含む海洋起源のゴミであったとの報告（Jang et al., 2014）や養殖場起源の発泡スチロールゴミが大量に見つかったとの報告（Hinojosa and Thiela, 2009）もされている。
化学繊維の衣服を洗濯することにより発生する繊維クズ（マイクロファイバー）も環境中へのマ
イクロプラスチック汚染に寄与している（中嶋，2019）。Hartline et al.（2016）はポリエステル素
材の衣服を洗濯すると，未洗浄の衣服の質量の0.3％が流出すると報告している。Rochman et al.
（2015b）によると，アメリカでは採取された魚体E内から見つかったプラスチックは繊維由来のもの
が 大 半 で あ る。 ヨ ー ロ ッ パ（Thompson et al .,2004），中国（Zhao et al ., 2014），カナダ（Desforges

et al ., 2014）の水域で観測されたマイクロプラス
チックも繊維由来の割合が高い。一方で，日本沿岸では繊維由来のプラスチックゴミは比較的少ないとされている（Tanaka and Takada, 2016）。内田（2017）は，日本周辺海域のマイクロプラスチッ
クは他の海域より分布密度は高いが，繊維由来のマイクロプラスチックは少ないと報告している。
この理由の一つとして，洗濯機に付属する糸くず
フィルターの有無が挙げられる。海外の洗濯機には糸くずフィルターが付いていないが，日本製の洗濯機には糸くずフィルターが付いているため，日本近海の海域では繊維由来のマイクロプラス
チ ッ ク が 少 な い と 考 え ら れ て い る（中 嶋，2019）。フランスでは2024年までに新規洗濯機に
糸くずフィルターを取り付けることを世界で初めて 義 務 付 け る 等（フ ラ ン ス 環 境 連 帯 移 行 省，
2020），各国も対策に乗り出している。
採取・前処理・分析方法 海水中のマイクロプラ
スチックの採取には主にニューストンネットやマンタネット，プランクトンネットが用いられ（内田，2017； 三 小 田・ 西 口，2019；Ministry of theEnvironment, 2020；田中ら，2020），濾水量を記録すると共に試料を回収する（第2図）。回収した試料は過酸化水素水等を使用して夾雑有機物を分解し，無機物質が多い場合はヨウ化ナトリウム等を使用して比重分離させ，分析前試料とする（中田ら，2020；田中ら，2020）。
海底土中のマイクロプラスチックの採取には，
採 泥 器 に よ る 採 取 が 一 般 的 で あ る（Ministry of
the Environment, 2020；田中ら，2020）。比重の軽
第2図

海水中のマイクロプラスチックの採取機材
a）マンタネット，b）ニューストンネット（出典：Ministry of the Environment, 2020）

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第3図

海産生物の体内から検出されたマイクロプ
ラスチック

いマイクロプラスチックは潮間帯上部に集積しやすいため，干潟や砂浜で調査する場合はコドラー
ト内の表層土だけを採取して分析することもある（栗山ら，2002；池貝ら，2017；浅井ら，2018；
大八木，2019）。採取した試料はふるいにかけ分
析に使用しない泥や木片等を取り除き，残った試料について海水試料の前処理と同様に夾雑物の除去 処 理 を 行 い， 分 析 前 試 料 と す る（蛯 名 ら，
2017；田中ら，2020）。
海産生物体内のマイクロプラスチック（第3図）
は，調査対象となる個体の消化管等の調査対象部
位を取り出し，水酸化カリウム溶液等に浸して分― 13 ―

長谷川・木村：マイクロプラスチック汚染問題の現状解する（牛島ら，2018；相子ら，2020）。その後，射した光量を測定し得られたスペクトルから物質

海水や海底土試料と同様に夾雑物の除去処理を行定性・同定に関する情報を得る分析方法である

い，分析前試料とする。

（日本分析機器工業会，2012）。この方法を用いる

前処理後の試料に対して，フーリエ変換赤外分

ことで，試料の中にマイクロプラスチックが含ま

光光度計（FT-IR）を用いて分析を実施するのがれるのかがわかる。また，マイクロプラスチック

一般的な手法である（Hidalgo-Ruz et al ., 2012；の種類，例えば，ポリエチレン（PE）なのかポ※

桑嶋ら，2019；田中ら，2020）。FT-IR分析 （第リプロピレン（PP）なのか，を特定することが4図）は，試料に赤外光を照射し，透過または反できる（第5図）。しかし，貝殻片や木片等が含ま

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第4図

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FT-IR分析の仕組み※

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第5図

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ポリエチレン（PE）の劣化前後のIRスペクトルの比較（青線：劣化前のPE，
赤線：海岸で見つかったマイクロプラスチック化した劣化後のPE）

FT-IRでは，光源から出射される赤外光をビームスプリッタ（半分の光を透過・反射する特殊な鏡）を利用し2つの光路に分ける。反射された光は移動鏡側に，透過した光は固定鏡側に進む。移動鏡及び固定鏡でそれぞれ反射した光は再びビームスプリッタに戻るが，光路差が時間に伴って変化することにより光が干渉波となる。この干渉波を検出器で検出した後，PC を用いて波長（波数）成分に数学的に分離する（フーリエ変換: FT）。通常の赤外スペクトル（IRスペクトル）は，試料が無い場合のスペクトルと試料がある場合のスペクトルの比によって縦軸を透過率として表わす。干渉計内の移動鏡を1回走査することでバックグランド（またはサンプル）スペク
トルが測定され，最終的にIR スペクトルが得られる（日本分析機器工業会（2012）を編集）。

― 14 ―

長谷川・木村：マイクロプラスチック汚染問題の現状れる試料の中からマイクロプラスチックのみを自な影響事例は未だ少ないのが実情である。そもそ動で抽出する装置や技術は確立されていない（磯も現在の測定機器では数十μm以下のマイクロプ

辺，2020）ことから，試料に含まれるマイクロプ

ラスチックを同定・分析することは非常に難しい

ラスチックを手作業で抽出した上で，全ての抽出ため，自然環境下で採取した生物の体内にどの程物1個毎にFT-IR分析を実施する必要がある。さ度のマイクロプラスチックが取り込まれているのらにFT-IR分析を実施する際には，試料の大きさ

か，それが物理的な影響を引き起こすのかについは赤外線が十分に照射できる0.3mm ～0.4mmが下ては，今後の研究課題である。

限であるとされている（東京海洋大学，2015）。

化学的な影響

プラスチックは紫外線劣化すると赤外線の吸収特生物影響として，第1にプラスチック製品の添加性が変わる（Song et al ., 2017）ため，劣化の程度剤として使われる化学物質影響が考えられる。プに応じたスペクトルのライブラリが必要となる。

ラスチックには性質を維持したり，特定の性質を選別されたマイクロプラスチックの大きさは，電付与するために酸化防止剤，帯電防止剤，可塑剤，マイクロプラスチックの化学的な子顕微鏡で計測するか，抽出したマイクロプラス

難 燃 剤， 着 色 剤， 光 安 定 化 剤 等 が 添 加 さ れ

チックをデジタルカメラ等で撮影し画像処理する（Andrady, 2011；桑嶋ら，2019），添加剤の量のことで一括計測することが可能である。このよう方が多い製品もある（桑嶋ら，2019）。添加剤のに，現状ではマイクロプラスチック分析は多大な

中 に は 環 境 ホ ル モ ン と 言 わ れ る 物 質（馬 場，

労力が必要とされる。なお，マイクロプラスチッ

1999；磯部ら，2002）やポリ臭素化ジフェニルエー

ク分析に際しての前処理方法や分析法の問題点及テ ル の よ う な 残 留 性 有 機 汚 染 物 質（Persistentび課題については，大塚ら（2021）に詳しくまとOrganic Pollutants : POPs）等が存在する（山下ら，

められている。

2016）ため，これらの毒性影響が考えられる。添加剤は海水中で溶出する（Endo et al ., 2013）ため，マイクロプラスチックの生物影響

滞留するうちに濃度は減少するが，溶出速度の遅い疎水性の添加剤はプラスチックの中に残留し，

プラスチックの単体は生化学的に不活性な物質

環境濃度の低い外洋やプラスチック排出源から遠であり，生体内での生化学的反応により毒性影響

隔地に生息する生物に対し脅威となる可能性があは発現することはないとされている（高田ら，る（山 下 ら，2016）。 実 際 の 生 物 影 響 と し て，

2014；磯辺，2020）。しかし，マイクロプラスチッ

Browne et al .（2013）は添加化合物であるトリク

クが物理的な異物として生物に影響を及ぼすこと

ロサンによりゴカイのArenicola marina の死亡率はやプラスチックに添加される様々な化学物質やプ55％増加すると報告している。

ラスチック表面に吸着した化学物質が生物に影響

第2にマイクロプラスチックに吸着した海水中を及ぼす可能性があると懸念されている（山下ら，の有害化学物質による影響が考えられる。プラス

2016；中嶋，2019）。

チックは疎水性が高いため，同じ疎水性の高い化

物理的な影響マイクロプラスチックの物理的な学 物 質 と 親 和 性 が 高 い（山 下 ら，2016； 中 嶋，

生物影響として，消化管にマイクロプラスチック

2019）。このような化学物質の中でも有害なもの

が詰まる現象や体内に入り込んだマイクロプラス

として，ダイオキシン類やPCB（ポリ塩化ビフェ

チックが消化管やその他の臓器を傷つけてしまうニル）等のPOPsがあげられる（高田ら，2014）。

器官損傷，成長阻害等が考えられる（山下・高田，PCBやその他の一部の化学物質にはすでに世界的2014；中嶋，2019）。事例はまだ少ないものの，ヨーに生産・使用等が規制されているものもあるが，ロッパカタクチイワシEngraulis encrasicolus 消化

過去に海洋に流出したものがマイクロプラスチッ

管を通過して肝臓からマイクロプラスチックが見クに吸着することで，環境濃度よりも高い化学物つかった報告（Collard et al ., 2017）や，マガキ

質濃度となったマイクロプラスチックが我が国やCrassostrea gigas をマイクロプラスチック（粒径：2及び6μm，曝露濃度：0.023mg/L）に2カ月間曝露させると卵母細胞数が38％減，卵母細胞径が5％減， 精 子 の 運 動 速 度 が23％ 減 す る 等 の 報 告（Sussarellu et al ., 2016）がされているが，具体的世界の離島で発見されている（Hirai et al., 2011；
Heskett et al ., 2012；山下ら，2016）。生物影響の報告としては，Rochman et al .（2013）が自然海
水中でPBT（難分解性・生物蓄積性・有害性を有する化学物質）を吸着させたマイクロプラスチッ― 15 ―

長谷川・木村：マイクロプラスチック汚染問題の現状

クを餌に混ぜてメダカOryzias latipes に摂餌させしたマイクロプラスチックの流入影響影響についると，グリコーゲンの枯渇等の肝臓へのストレスては，不明な部分も多い（環境省，2018c）。

が見られると報告している。Browne et al .（2013）

海底土中のマイクロプラスチック調査は，大阪もゴカイのArenicola marina を用いた実験で，マイ湾（田中，2017），東京湾（栗山ら，2002；池貝，クロプラスチックに吸着したノニルフェノールに2017；蝦名，2017；高田，2017，2018），相模湾（栗よって，病原菌を除去する体腔細胞の能力が60％

山 ら，2002； 池 貝 ら，2017）， 伊 勢 湾（浅 井 ら，

以上低下すると報告している。

2018；大八木，2019）等で実施されている。海底
土中のマイクロプラスチックは汀線上に多く分布

日本近海のマイクロプラスチック汚染の現状（栗山ら，2002；大八木，2019）する。同じ東京湾でも鶴見川河口干潟は野島海岸より約38倍のマ

日本近海の海水中のマイクロプラスチックにつイクロプラスチックが検出され（蝦名，2017），

いては環境省が大規模な調査を2014年度から実施

大阪湾では河口に近い沿岸部の方が沖合部の約10している（環境省,2018c）。この環境省のデータ倍程度の密度のマイクロプラスチックが存在してを基にIsobe et al .（2015）や内田（2017）が詳細いる（田中，2017）ことから，マイクロプラスチッに解析したところ，日本近海はマイクロプラス

クは海域の中で鉛直的にも水平的にも偏在して検チック濃度が他の海域よりも高く（世界平均の約出されると考えられる。高田（2018）は，柱状堆27倍，北太平洋の約16倍）なっていると報告して積物に含まれるマイクロプラスチック数を調査いる（第6図）。我が国の沿岸では，相模湾（栗山し，深部から表層にかけて増加していることを示

ら，2002；環境省，2018c），瀬戸内海（Isobe et

すとともにマイクロプラスチック汚染が現在も進al ., 2015），東京湾（栗山ら，2002；三小田・西口，
2019），大阪湾（田中，2017）等で観測が実施されている。このうち，瀬戸内海では日本近海の濃度の約1/23倍であるが，相模湾の濃度は日本近海の濃度と同程度であると報告されている（環境省，
2018c）。また，大阪湾は瀬戸内海の2.3倍のマイ
ク ロ プ ラ ス チ ッ ク が 検 出 さ れ て い る（田 中，2017）。我が国の場合，内湾よりもむしろ外洋でマイクロプラスチック濃度が高くなる傾向が観測されているが，大都市部内湾における河川水を介行していることを示唆している。

第6図

海産生物を含め水生生物の体内のマイクロプラ
スチックを測定した研究事例は少ない（牛島ら，2018）。Tanaka and Takada（2016）や牛島ら（2018）
が日本内湾の5カ所で実施した報告では，マイワ
シSardinops melanostictus ， カ タ ク チ イ ワ シE.

japonica ， マ ア ジTrachurus japonicus ， サ ッ パ
Sardinella zunasi ， イ シ ダ イOplegnathus fasciatus ，スズキLateolabrax japonicus のうち，サッパを除く全ての魚でマイクロプラスチックが検出されている。牛島ら（2018）によると，魚1個体あたりのマイクロプラスチック数は1.89±1.41個で，最もマイクロプラスチックが検出された魚はカタクチ
イワシで2.70±1.73個である。これはTanaka and
Takada（2016）が実施したカタクチイワシの調査結果（1個体あたり平均で2.3個）とほぼ同程度あるといえる。
世界的に見ても内湾や淡水を含む各水域における環境中の水生生物からマイクロプラスチックが検 出 さ れ て い る（Bellas et al ., 2016； 田 中，2017）。海水や海底土中のマイクロプラスチック
量はすぐには減少させることは難しいことから，
今後調査が進めばさらに多くの海産生物でマイクロプラスチックが検出されると予測される。

2014年～2016年の日本周辺におけるマイクロ
プラスチックの分布（出典：内田，2017）― 16 ―

長谷川・木村：マイクロプラスチック汚染問題の現状

課題と展望のマイクロプラスチックが検出されることは珍し
くない（栗山ら，2002；大八木，2019）。大量の環境中のマイクロプラスチックの調査は，観測

マイクロプラスチックが含まれる試料に対して船による外洋における海水に対する調査が主体では，自動化されていない現在の前処理やFT-IR分

沿岸の観測事例は少ない。日本近海の海水のマイ析手法では膨大な手間と時間がかかるため，迅速

クロプラスチック濃度は世界的に見ても高い状態にマイクロプラスチックの数や種類を特定するこで あ る（内 田，2017；Isobe et al ., 2015） た め，とが難しい。そのため，採取した試料の中からマ排出源と考えられる陸上に近い沿岸での調査事例

イクロプラスチックを迅速かつ正確に抽出する手が増えることが望まれるが，沿岸における観測は法の確立や複数の試料を同時に分析可能な技術の容易ではない。例えば，汚染が進んでいるとされ開発が今後より重要となってくる。

る日本近海の海水中でのマイクロプラスチック濃3

海産生物中のマイクロプラスチック調査を実施

度は，2014～2016年の平均で1m 当たり2.7個と報するには，調査対象とする部位，器官を取り出し

告されている（内田，2017）。このようなマイク

た上で，水酸化カリウム溶液等に浸して分解させロプラスチック濃度が高くなる沿岸域や人工構造る必要がある。これらの作業は，魚種や大きさ，物周辺の海流の滞留域等は別として，海域間の濃調べる部位によって作業時間が異なるが，海水や度比較や化学的な毒性影響を調べるためには，数海底土よりも前処理作業として手間と時間がかか十～数百リットル以上の海水が必要とされる。現ることが多い。現在多くの研究で採用されている

在，海水中のマイクロプラスチック調査を実施す

FT-IR分析では，検出可能なマイクロプラスチッ

るには，船を曳航してニューストンネット等で回クのサイズは数十μm程度であるが，より小さい収するのが一般的であるが，この手法だと時間的

プラスチックの方が体内に取り込まれやすく，生にも経済的にも負担が大きく，船の往来が多い海物影響を及ぼす要因になり得ると考えられる。そ域や漁業が盛んな海域では適用が困難な場合も想のため，数十μm以下のマイクロプラスチックを定される。調査・観測事例を増やすには，現行のどのように試料の中から抽出して生物影響を評価

調査方法に加え，定期航路で航海中の船舶を用いするのかは大きな課題である。現在のマイクロプた試料採取や大量の海水を取水できる発電所等のラスチック汚染の濃度レベルが生物影響を引き起施設を利用した試料採取等が考えられる。こうしこす可能性について，直ちに結論を出せる状況でた事業者の協力の下で調査研究を実施する体制をはない。物理的な影響に関しては，室内実験で検構築できれば，我が国沿岸のマイクロプラスチッ

討された事例では生物影響が発現するマイクロプ

ク汚染実態の解明につながる可能性がある。一部

ラスチック量は自然界の濃度レベルよりかなり多の企業では社会貢献の観点からマイクロプラス

い量である（Rochman et al ., 2013；Browne et al .,チック問題に貢献しようとする動きもある（環境2013）。マイクロプラスチックへの吸着が懸念さ

省，2018b；日本郵船，2020）ため，積極的にマれるダイオキシン類の魚介類中の濃度は，マイクイクロプラスチック問題に関わりを持つ企業が今

ロプラスチック濃度が上昇傾向にあるのであれば後増えることを期待したい。

同時に増加するはずであるが，今のところ種類や海底土中のマイクロプラスチック調査は沿岸海域によって違いは見られるが，経年的な変化傾域，外洋域問わず，報告事例が少ない。その理由

向は認められていない（柴崎・林，2018）。このとして試料入手の困難さと前処理の煩雑さが挙げように徐々にマイクロプラスチックよる生物影響られる。海底土に関しては，調査船が安全に航行に関する知見は増えているが，不明な部分も多く，できる水深帯での調査では採泥器を用いた試料採今後の研究の進展が望まれる。

取となり，通常は採泥器を昇降できるウインチや

最後に，プラスチックゴミを今後すぐに減少さ

ボンブ（小型クレーン）等を搭載した調査船が必せることは難しいことや，これまで自然環境中に要となる。調査船が航行できない浅瀬では，安全流出してしまったプラスチックゴミが砕片化するが確保できる潮間帯に限り，調査員による試料採ことで環境中のマイクロプラスチックは増大する取が可能である。比重の軽いマイクロプラスチッ

ことが懸念される。一度自然環境中に放出されてクは潮間帯に集積する傾向があるため，干潟や汀しまったマイクロプラスチックを回収することは

3線付近で調査をする場合，1m 当たり1000個以上

相当な困難が想定されるため，マイクロプラス― 17 ―

長谷川・木村：マイクロプラスチック汚染問題の現状

229, 1000-1005.

チックによる生物影響が顕著になってから対策を立てるのでは遅い。そのため，適切なモニタリン

D e s f o rg e s , J e a n - P i e r r e W . , G a l b r a i t h , M . ,グと汚染実態を把握する調査を継続的に実施してDangerfield, N. and Ross, P. S. (2014).

いくことが重要である。

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辞

蝦名紗衣・加藤美一・堀美智子（2017）．横浜

報告に当たり，当所の篠原智依氏に資料整理に

市内の海洋におけるマイクロプラスチック汚

協力して頂きました。また，図の作成に当たり，

染．https://www.ktr.mlit.go.jp/ktr_content/

イビデンエンジニアリング株式会社のWebサイト

content/000704896.pdf．（2021年9月22日 ア ク

を参照させて頂きました。併せてお礼申し上げまセス）Endo, S., Yuyama, M. and Takada, H. (2013).

す。

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