Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
## 4 ）PVCフロートからの鉛溶出量の計算

閉鎖系の中で実施する溶出実験の結果は、実験に用いる容器の大きさに依存してしまう。本研究では、現場海岸においてPVCフロートから鉛が溶出する速度を推定するため、Fickの拡散法則に基づいた境膜モデルを採用した。以下、本研究課題の成果として査読付き成果論文(5)にて公表しているモデルの詳細を、多少煩雑ではあるが再掲する。まず、固体中(PVCフロート)に含まれる物質(鉛)が、固体周辺の液体中(雨水など)に拡散する過程は以下のように表すことができる。

$$ V\frac{dc}{dt}=aK\frac{(\kappa c_{f}-c)}{\delta} $$

ここで、KはFickian拡散における拡散係数で、δは拡散が生じる距離スケール、VはElix純水の量（820ml）で、aはPVCフロートの表面積、tは実験の経過時間で、cは実験でElix純水中に溶解した鉛濃度、 $ c_{f} $ はPVCフロート中の単位体積あたりの鉛体積を表す。式（1）でK/ $ \delta $ をvに置き換えることで式(2)を得る。

$$ V\frac{dc}{dt}=av(\kappa c_{_{f}}-c) $$

上記の微分方程式を $ c $ について解くことで、さらに式(3)を得る。

$$ c=\kappa c_{_{f}}\Bigg(1-e^{-\frac{a v t}{V}}\div\Bigg) $$

簡易な数学的操作を経て、式(3)を式(4)へと変換することができる。式(2)の左辺は、実験の間に物質濃度が飽和した値(すなわち $ c\rightarrow c_{\infty} $ )に達すると0になるため、式(2)右辺から式(5)を得る。したがって、上記の実験データを使って、鉛の溶出速度(v、cm h $ ^{-1} $ )と分配係数(κ)を、以下の通りに計算できる。

$$ \frac{V}{a}\ln\left(\frac{\kappa c_{_{f}}}{\kappa c_{_{f}}-c}\right)=\nu t $$

$$ \kappa=c_{\infty}/c_{f} $$

ここで、 $ c_{f} $ は XRF を使って測定した単位重量あたりの鉛重量であるが、ここでは PVC の密度 $ 1.25 \, g \, cm^{-3} $ （ $ 1.1 \, \mum $ ら $ 1.4 \, g \, cm^{-3} $ の中央値）を用いて単位体積当たりの重量「 $ g \, L^{-1} $ 」へ換算している。中央値の選択はややその場しのぎであるが、プラスチックの重量が変化する分解や劣化の過程を経ても、15個の（ほぼ同じ体積の）PVC フロート試料は、ほとんど同じ重量であったことから、この密度の推定値は悪くはないと言える。式(4)に、時間変化する鉛濃度 c の値を代入し、最小二乘法を使用した回帰直線の傾きとして、□の値を得ることができる。

しかし環境リスク評価には、上記の溶出速度（ν）ではなく、実際の海岸上で、PVCフロートか
ら単位時間あたりに溶出する鉛重量の推定が必要となる。溶出速度（v）自体からは、まだ海岸に溶出する鉛の重量を推定することはできない。なぜなら、式(4)に示すように、この値は実験で使用するガラス容器の体積（V）に依存するためである。

そのため、海岸にある一つのPVCフロートから溶出する鉛の重量(以下、「溶出速度」と区別するために「鉛の溶出量」と記載)をRiとおいて、これを式(6)に従って計算した。ここで、実際の環境中の鉛濃度cは、PVCフロート中の濃度である $ c_{f} $ よりも、無視できるほど低いと仮定している。その理由は、PVCフロートから溶出する鉛は、連続的に流れる周辺の水ですぐに希釈されるためである。したがって、式(6)は式(2)の右辺のcにゼロを代入することで得ることができる。

$$ R i=a\nu_{i}\kappa_{i}c_{_{f}} $$

ここで、aはPVCフロートの表面積であり、 $ v_{i} $ と $ \kappa_{i} $ は、それぞれ実験で求めた、対象としているPVCフロート(i)の溶出速度と分配係数である。

続いて、バルーン調査によって、海岸における漂着ゴミ量や、ここに占めるPVCプラスチックゴミの占める割合が既知となる大串海岸を対象に、この海岸全体におけるPVCプラスチックゴミ(ほとんどがPVCフロート)から溶出する単位時間あたりの鉛の総溶出量（R）を推定した。なお、他のポリマー種類に含有する鉛は、PVC中に含まれる鉛よりも2-3桁小さい。そのため、PVCプラスチックゴミのみを考慮することで、海岸に溶出する鉛の総溶出量を算出できると考えた。

$$ R=A\nu\overline{{\kappa}}\overline{{c}}_{f}r_{p v c} $$

ここで、Aはバルーン空撮によって得られた大串海岸のゴミ被覆面積、$\overline{{c}}_{f}$ は大串海岸で採取したPVCフロート単位重量当たりの鉛重量平均値で、κは、式(5)を用いて得られた分配係数の平均であり、$r_{pvc}$ は大串海岸のゴミ総重量に対するPVCゴミの重量割合である。

最後に、式(7)で得られたPVCプラスチックゴミからの鉛の総溶出量(単位時間当たり)を、1年間を通じて大串海岸に溶出する鉛の総量(M)に換算した。

$$ M=RpT $$

ここでpは一年間の降水日で、Tは一年間の時間換算(8,760時間)である。式(8)において、溶出過程は、ゴミが雨水で覆われる降水日に散発的に生じると仮定した。ここでは、大串海岸に最も近い福江気象台で、1971年から2000年の間で収集されたデータに基づいて、10mm以上の降水日の平均日数の年比率(つまり57日/365日)を使用した。

## 5 ）海洋プラスチックゴミによる含有有害金属の長距離輸送過程

### a. 未使用PVCフロートを用いた溶出実験

前項においては、本研究で実施する漂流プラスチックゴミからの鉛の溶出実験について記述した。後述する通り、実際にプラスチックゴミ中に含まれる添加剤由来の鉛は、溶出実験によって周辺水に溶け出すことが明らかになった。しかし、このことは、一つの疑問を投げかける。まず、海ゴミは長期間(数か月、あるいは数年)海洋を漂流した後、海岸に漂着するものである。漂流の間
も、周辺海水には含有金属が溶出を続けるだろう。しかし、長期間の漂流過程（＝溶出過程）を経てなお、海岸に漂着したプラスチックゴミには、大量の鉛が含まれている。なぜ、漂流プラスチックゴミに含有される有害金属は、長期間の漂流中にも枯渇しないのだろうか。

そこで本研究は、海洋プラスチックゴミから溶出する添加剤由来の金属に着目し、上記の問題に答えようと2つの仮説を立てた。最初の仮説では、添加剤由来の金属がプラスチックゴミの表面から溶出するのは、ごく薄い層からだけであり、その後、金属の溶出を終えた薄い層がプラスチック内部の金属の溶出を防ぐ「殻」のような役割をすることで、長期間輸送されるのではないかと考えた(仮説1)。次に、ゴミが海岸に漂着した後に、表面の薄い層が海砂などによって物理的な損害を受けて壊れ、プラスチックゴミ中に保たれていた金属が海岸へ溶出すると考えた(仮説2)。上記2つの仮説は、Coleら(2011) $ ^{14} $ が提唱したように有害金属を長距離輸送する「トロイの木馬効果」であると考える。本研究は、「トロイの木馬効果」(上記2つの仮説)によって、海洋プラスチックゴミ中の添加剤由来の金属が長距離輸送されているのか検証する。

上記の2つの仮説を、以下の2種類の溶出実験によって検証した。1つ目は仮説1に対応しており、PVCフロート中の鉛が、輸送中に周囲の水へ溶出し続ける状況を模擬した。2つ目は仮説2に対応しており、PVCフロートが海岸に漂着した後、海砂でPVCフロートに傷がつき、鉛が溶出する状況を模擬した。PVCフロートを用いた溶出実験の基本的な手順は、すでに3)において記述している。そのため、ここでは主要な変更点を中心に記載する。

実験手順を記述する前に、まず実験に使用した試料について記述する。本研究では、実際の海岸に漂着したPVCフロートを使用しない。それは、漂着したPVCフロートは、海砂によって長期間にわたる傷がついているためである。また、フロートが海洋中を移動する期間によって、鉛の溶出速度が異なることも予想される。PVCフロートには中国語が表記されているため、中国で製造されたことが判明した。そのため、未使用のPVCフロート30個を中国の製造者から直接購入した。PVCフロートの表面に刻印された文字情報から判別できた製造社名は数十であったが、我々は沖縄県石垣島の伊野田海岸に漂着したフロートと類似した種類を購入した。2011年3月11日に、伊野田海岸に漂着したPVCフロートを収集して、金属顕微鏡による表面観察に使用した。購入された未使用のPVCフロート(13.5cm×3.3cm×φ3.0cm (平均39.5g))のうち、10個を溶出実験に使用した。溶出実験の前に、XRFでフロート中の鉛濃度を測定した。XRFで測定した濃度値はICP-MSによる値と比較した上で校正した。XRFで測定した濃度はXRFとICP-MSとを比較して得られる回帰式により修正した。さらに、未使用のPVCフロートの表面積を、3Dレーザースキャナー

(LASERSCANNER, DAVID社製)で計測した。これらの値は、次項に記載するように、溶出速度と分配係数の推定に用いた。

溶出実験では、未使用のPVCフロート1個、Elix純水(Elix, MILLIPORE社製)820mlをガラス容器に入れた。これらのガラス容器10個と、対照実験としてPVCフロートを入れないガラス容器1個を準備した。実験用のガラス容器は、室温で120時間、恒温振とう機（SWB-17/25、ASONE）を用いて120rpmの振幅で振とうした。実験中(すなわち120時間)には、24時間毎に水10mlをガラス容器から採取し、同量の純水を容器に加えた。硝酸0.5ml(HNO₃, 超微量分析用(Wako Pure Chemical Industries社))を、10mlの液体試料に加えた。上記の溶出実験を以下「120時間の溶出実験」と記載する。実験と分析の効率化を図るために、本研究では溶出実験に海水ではなく純水を使用した。そのため、鉛の溶出速度は実際の海水よりも過大評価している可能性が高い。金属の可溶性は、pHのような
多様な要因によって影響されるが $ ^{15)} $ 、主に海水中では炭酸イオンと硫酸イオンが卓越しており、これらの鉛化合物は海水に不溶性である $ ^{15)} $ ためである。

次に示す2種類の120時間実験により、上記2つの仮説を検証した。まず1つ目の実験は、仮説1に対応している（「仮説1」：海洋下での長期間にわたる移動中に、プラスチックゴミ中の有害金属は、金属が溶出し尽くした殻によって、海水への溶出を妨げてられている）。ここでは120時間の溶出実験を4回繰り返した(合計480時間)。各120時間の溶出実験が終わる直後に、ガラス容器中の純水をすべて交換した。鉛が飽和した水を使用すると、正確な鉛の溶出速度を評価できないためである。鉛が飽和した直後にガラス容器中の水を交換したため、未使用のPVCフロート中の鉛は、継続的に溶出したと仮定した。また、後に示す図(2)-10にあるように、4回の実験(480時間)の終了時には、添加剤由来の鉛がPVCフロートから純水へとほとんど完全に溶出したと仮定する。そして、上記の溶出実験に使用したPVCフロートの表面に、紙やすり(#120)で傷を付けて、次の溶出実験に供した。2つ目の溶出実験は、仮説2を検証するために実施した（「仮説2」：PVCフロートを覆う殻によって守られていた鉛が、海砂によって傷がつくことで、徐々に海岸に溶出する）。紙やすりはXRFを用いて10回繰り返し測定し、鉛が含有していない事を確認した。以前に実施した120時間の溶出実験と同様に、24時間おきに水10 mlを採取し、ICP-MSに導入後、鉛濃度を測定した。純水中に溶出する鉛を正確に推定するために、ガラス容器の表面に吸着する鉛の損失分を、回収試験によって評価した。回収試験で得られた結果によると、平均1.8%の鉛がガラス容器の表面に吸着していた。実験中に失われる鉛は、ガラス容器中で溶出する鉛重量に加えられた。さらに、標準偏差を上回る濃度値は、それぞれのデータ解析から除外した。そのため、今回はPVCフロート7個（n=7）の結果を報告する。

### b. PVCフロート1個あたりから溶出する鉛重量の計算

4）の(4)式にある通り、溶出実験で得た溶出速度は、実験に使用する容器の体積に依存するため、ガラス容器中の純水に溶出する鉛濃度を直接用いても、鉛の溶出速度を推定できない。それでも、1回目の溶出実験(480時間)中に測定した鉛濃度を用いれば、4）で構築した境膜拡散モデルにより、PVCフロート1個あたりから溶出する鉛の最大量を計算できる。そこで、まず初めに鉛の溶出速度(v；cm h $ ^{-1} $ )と分配係数(κ)を、式(4)と(5)を用いて計算する必要がある。式(4)に、時間毎に変化する鉛濃度データcを代入し、最小二乘法を用いた回帰直線の傾きとして、□の値を得る。また、120時間の溶出実験で得た120時間目の鉛濃度 $ c_{\infty} $ を用いて(5)よりκを得る。この手順は4）と同様である。

次に、未使用のPVCフロートから溶出する、単位時間あたりの鉛の溶出量(以下溶出速度(v)と区別するために、鉛溶出量(Ri:g h^{-1})と記載する)を、120時間の溶出実験から得られた溶出速度(v_{i})と分配係数( $ \kappa_{i} $ )を用いて推定した。下付添え字iは120時間の溶出実験が実施されている間の時間を意味する(i=0-120, 120-240, 240-360, 360-480)。ここで我々は、実際の海洋環境において鉛濃度cは、 $ c_{f} $ よりも十分に低いと仮定する。それは、PVCフロートから鉛が溶出した後すぐに、移動する周辺の水で連続的に希釈されるためである。このとき、各溶出実験中の鉛の総量は以下のように示される。

$$ R i=a\nu_{i}\kappa_{i}c_{_{f}} $$
aはPVCフロートの表面積を示す。120時間の溶出実験ごとの溶出量を、480時間の実験継続時間全体にわたって計算した。4回の120時間の溶出実験で計算されたそれぞれの鉛の溶出量 $ (R_{i}) $ は、実験の継続時間の「中点」における値と見なした(すなわち、最初の120時間の溶出実験を開始してから60,180,300,420時間)。その後、最小二乘法によって以下の指数式によって近似した。

$$ R(t)=R_{0}e^{-\alpha t} $$

ここで $ R(t) $ は時間の関数として示す鉛の溶出量 $ (g\ h^{-1}) $ で、 $ R_{0} $ は溶出量の初期値 $ (g\ h^{-1}) $ 、 $ \alpha $ は溶出係数 $ (h^{-1}) $ である。式(10)を0から無限大まで時間積分することで、未使用のPVCフロートから溶出する鉛の総量を、以下のように推定することができる $ (Q: $ 以下「鉛の溶出量」と区別するために「鉛の溶出総量 $ (g) $ 」と記載する)。

$$ Q=\int\limits_{0}^{\infty}R_{0}e^{-\alpha t}dt $$

最後に本研究では、鉛の溶出総量(Q)から、未使用のPVCフロートから鉛が溶出する「殻」の厚さ(以下「殻の厚さ」と記載)を推定する。ここで、鉛の濃度勾配はPVCフロート面の場所によらず均一であると仮定した。そのため、鉛の溶出総量は、PVCフロートの体積あたりの鉛重量(c_{f})と、フロートの表面積(a)に依存する。そこで、鉛の溶出総量は、以下のように定義される。

$$ Q=d\overline{a}\overline{c}_{f} $$

ここでdは鉛が周囲の水に溶出するフロート表面に形成される殻の厚さで、 $ \overline{a} $ はフロートの表面積の10個のサンプルの平均値、また $ \overline{c}_{f} $ は未使用のPVCフロートの体積あたりの鉛重量の平均値である。なお、単位は「g L $ ^{-1} $ 」から「g cm $ ^{-3} $ 」へと変換している(すなわち、 $ 6.4 \times 10^{-3} $ g cm $ ^{-3} $ )。式(11)を用いて得られたQを式(12)に代入することで、殻の厚さdを求めることができる。誤差の範囲は、 $ R_{i} $ のt分布における95%信頼区間で推定した。誤差は計算の過程で伝播させた上で、式(11)と式(12)におけるQの誤差を推定した。

### c. 金属顕微鏡を用いたPVCフロート表面の傷の観察

さらに本研究では、上記で推定した殻の厚さの確認のため、それぞれ、未使用PVCフロート、意図的に傷を付けたPVCフロート、そして実際に漂着したPVCフロートの表面を観察し、推定された殻の厚さ程度の瑕が実際のフロート表面で観察されるかどうか確認した。本研究では、金属顕微鏡(VANOX-T, AHMT-513、OLYMPUS社製)を用いて、それぞれのPVCフロートの断面を観察した。金属顕微鏡は、通常は金属構造の観察に使われるが、本研究では、金属顕微鏡をフロート表面の傷の深さを測定するために応用した。これは、後述する本研究で計算した殻の厚さが金属顕微鏡の対象範囲であったためである。未使用のPVCフロートは、傷のない対照試料としても観察した。測定の前には、それぞれのPVCフロートをはさみで2cm四方に切り、それらの破片は2種類の液状エポキシ樹脂を混合した容器中に入れ(Epoxy HardenerおよびEpoxy Cure Epoxy Resin, BUEHLER社製)、液状エポキシ樹脂を、常温・常圧下で一晩静置することで固体化させ、中のフロートの破片を固定した。フロート断面を観察するために、固定した破片は、それぞれ、研磨機(Vector&Beta,
BUEHLER社製)を用いて以下の条件で研磨した。研磨剤は粗目(#280)、中目(#320)、細目(#600)の順に使用し、3ポンドの圧力下において、それぞれ3分間研磨した。PVCフロートの断面は金属顕微鏡に装備されているカメラで100倍の拡大率で撮影し、フロート表面上の傷の深さを計測した。

## （３）漂流するプラスチック微細片とこれに伴う汚染物質輸送

サブテーマ(2)では、目につく海岸漂着ゴミだけではなく、人目に触れることのない、しかしながら確実に相当量が海洋中を漂流しているはずのプラスチック微細片による化学汚染物質輸送についても研究を進めていく。2010年6月11日と9月1日に、松山市沖で濾水計を装着したプランクトンネット(目合い：350 μm、口径：65×65 cm)を使用し、水平曳網を行うことでプラスチック微細片の採取を行った。航行中に自記式水温計で1分毎の表層水温を記録すると同時に、GPSロガーで位置情報を計測した。表層水温の勾配が大きい潮目とそれ以外の二か所で、それぞれ10分程度の曳網を実施した。6月11日に採取したプラスチック微細片は、重金属分析に供するべく、海水とともに、そのままPE容器に入れ保存した。また、9月1日に採取したプラスチック微細片は、微細片とともに採取した生物を固定するために、ホルマリン固定(2%)を行いポリエチレン容器に保存した。

6月11日に採取したプラスチック微細片を用いて、吸着・含有している有害重金属の定量を行った。採取したサンプルのうち、2 mm以上のプラスチック微細片(ポリエチレン(PE)とポリプロピレン(PP))を対象とした。テフロン容器に入れたPE試料総重量0.119gと、PP試料総重量0.012gにそれぞれ4 mlの硝酸を加え、マイクロ波分解装置(ETHOSD,マイルストーンゼネラル社)を使用し加熱分解した。これらの硝酸液を約50 mlになるようMilli-Q水でメスアップし、有害重金属であるCr(クロム)、As(ヒ素)、Cd(カドミウム)、Sn(スズ)、Sb(アンチモン)、Pb(鉛)の6元素をICP-MSを用いて定量した。

9月1日のサンプルは、大きさごとに分類されたサンプルから、実体顕微鏡(NIKON社,SMZ800)を用いてピンセットを使用しプラスチック微細片を選別することで、プラスチック微細片と生物に分類した。プラスチック片は画像処理ソフトウェア(imageJ 1.431)を使用し大きさを計測した。また、電子天秤を使用し乾燥させたプラスチック片の乾重量を測定後、プラスチック種類判別機(オプト技研株式会社,PlaScan-w)を用いプラスチック材質の特定を行った。生物サンプルもプラスチック片と同様に画像処理ソフトウェア(imageJ 1.431)により大きさの計測を行った。これらの生物サンプルをガラス繊維ろ紙で濾過後、60℃のオーブン(ASONE社 DRYINGOVEN-450A)に24時間入れて乾燥させ、乾重量の測定を行った。

### 4. 結果及び考察

## （１）海ゴミの漂流シミュレーション

まず、Kako et al. (2010a) $ ^{16)} $ と同様の方法で、Webカメラで取得したゴミ漂着量データ(ピクセル数で換算)より、起因地に位置を推定し、さらに、起因地からのゴミ流出量を逆推定した。結果を図(2)-4に示す。図中でのバーの高さがゴミ流出量であり、1単位はWebカメラに写りこむ海ゴミの1ピクセル分に相当する。また、バーの色は図中に示す通りのゴミ流出月である。バーがない海岸は、ゴミの流出がないか、あるいは、当地から流出したゴミが日本の海岸には到着しにくいことを意味している。Webカメラを設置した日本海の海岸に漂着するゴミは、沿海州や韓半島東岸を
秋季から冬季に流出するものや、中国南部から周年を通して流出するものが多いことがわかる。日本海北部を冬季に流出したゴミが日本に到着しやすいのは、冬季の北西季節風の卓越を考えれば自然なことであろう。また、東シナ海を北東向きに流れる海流系の存在(Isobe, 2008)を考えれば、中国南部を発した漂流物が、年間を通して日本に漂着しやすいことも理解できる。

図(2)-4 逆推定で得たWebカメラ設置海岸に漂着するゴミの起因地とゴミ発生量・発生月分布

続いて、逆推定した起因地とゴミ発生量の精度を検証するため、図(2)-4の流出量データを用いて、2011年の3月から11月にかけて粒子追跡実験を行った。漂流ゴミに見立てた仮想粒子の運動は、前述の同化プロダクトで与えられる表層海流分布と、同じく前述の衛星海上風分布で決定され、これらは、向きを元に戻した以外は、起因地推定に用いたものと同じである。追跡実験の結果を用いて、Webカメラを設置した海岸位置に到達した仮想粒子の数と、Webカメラで観測した海ゴミ被覆面積を比較した。図(2)-5では、稚内(a)、飛島(b)、輪島(c)、そして対馬(d)の各海岸に設置したWebカメラで得たゴミ被覆面積と、モデルで得た仮想粒子到達量の時系列を比較している。モデルにおける仮想粒子が、海岸に近接する計算格子に24時間以上滞留した時点で、当該海岸への漂着と定義した(24時間の内には、2回の満潮時のどちらかで、少なくとも砕波帯よりも浅海部に到達することを想定)。その後に、滞留する計算格子から離れた時点で、仮想粒子の海流系への「再漂流」とみなした。

なお、Webカメラが計測する被覆面積は、カメラが写す海岸の一部に漂着したゴミの量を反映しているに過ぎない。ここにおいては、モデルにおける漂着量との比較を、直接に行うことはできない。ここでは、それぞれの標準偏差を除した時系列を比較した。なお、モデルの海岸に隣接する計算格子に粒子が24時間以上滞留すると、実際に漂流ゴミが海岸へ漂着する時期とは、ある程度の位相差があるはずである。実際の漂流ゴミは、波打ち際での移動を繰り返しつつ、満潮や高波高の際の、加えて適当な風向のタイミングで、海岸に打ちあがるのであろう(Webカメラ画像の観察に基づく $ ^{17} $ )。そして、その位相差は波高や波向きを決める海岸形状や、あるいは風向を決める周辺地形に依存すると考えられる。実際に、Webカメラで得た被覆面積の時系列を、モデルで得た粒子到達数と比較すれば、モデルの時系列がWebカメラデータに比べ先行する傾向にある。図(2)-5では、稚内で11日、飛島で30日、輪島で40日、そして対馬では30日だけ、Webカメラの時系列
を過去にシフトさせて比較を行っている。

稚内における2011年9月から10月でのモデルでの被覆面積の上昇が、カメラでは捉えられていない。また、2011年7月から8月に輪島のカメラが捉えた実際の漂着量の上昇が、モデルでは再現できていない。しかし、この2例を除けば、両者はよく一致していると言える。

図(2)-5 Webカメラで計量した海ゴミの被覆面積(実線)と、モデルで求めた仮想粒子の海岸到達量(破線)。2011年3月から同年11月までの結果で、Webカメラの欠測がない時期のみを描画している。稚内(a)、飛島(b)、輪島(c)、対馬(d)の結果。両時系列は、それぞれの標準偏差で規格化し、またカメラの結果は本文記載の日数分だけ、後方(過去：左向き)にシフトさせている。

逆推定で求めた起因地の位置と流出量の推定や、あるいはモデルでの漂流ゴミ輸送過程の再現精度が概ね良いことを上記の時系列比較で確かめた上で、同じモデルを用いてゴミ漂着量の長期予測を行った。推定されたゴミ流出データ(図(2)-4)と、DREAMSとJCOPE2から得られた2010年の海表面流速、そしてASCATより推定された2010年の風圧流を用いて、10年間の粒子追跡実験を行った。海流流速と風速は2010年のものを10年間にわたって繰り返し利用した。

図(2)-6は、各年12月31日における東シナ海・日本海での仮想粒子の漂流数と、太平洋へと抜けて行った仮想粒子の総数である。これをみると、東シナ海や日本海を滞留する粒子は、10年間で年々増加している。すなわち、毎年に東シナ海や日本海に流出するゴミよりも、同海域から太平洋に抜けていくゴミの方が少ない。このことは、海ゴミの約7割がプラスチック製(Webカメラ観測でも選択的に抽出；サブテーマ(1)の報告を参照)である $ ^{18)} $ ことを考えれば重要である。分解しにくく、環境から消えることのないプラスチックゴミは、たとえ現在のゴミ流出量が維持されたとしても、今後、海域での滞留量を増やし続けてしまう。流出量を1/2にする実験も行ったが、海域での粒子滞留数の増加率は鈍化するものの、ゴミ流入量と太平洋への流出量の比が変わるわけではない以上、やはり海域での滞留数が年々増加し続けることに変わりはない。そして、現在の東アジア各国での経済成長が続く以上、実際にはゴミの流出量も増加するだろう。
図(2)-6 仮想粒子の各年12月31日における東シナ海・日本海における漂流数(黒)と太平洋への流出数積算値(グレー)

つづいて10年間のシミュレーションで得た、海岸でのゴミ漂着数の経年変化を図(2)-7に示す。モデル海域全域に粒子が行き渡る2年目に各海岸格子に到着したゴミ総量を基準とし、計算開始から各年末までに、海岸格子に到着した粒子数の時間積算値との比を求めた。もし、周辺海域に漂流するゴミの数に変化がなく、そして各海岸に、毎年同じ数のゴミの漂着があるならば、例えば4年目の積算値は4倍となる。ところが、この図が示すように、わずか4年後であっても、ゴミ漂着量が現況の250倍に達する海岸が一か所存在する。その後に大量漂着を示す海岸は増加を続け、10年目には全体の4％程度に達している。分解しないプラスチックゴミが周辺海域に滞留を続ける以上、周辺海域を漂流するゴミは増加をつづけ、そして、増加したゴミは、海岸への大量漂着に至るだろう。海ゴミの大半がプラスチックゴミである以上、今後の漂流ゴミの大量漂着は必然的なものである。なお、この実験は2010年の海流と風を使ったものであることに留意する必要がある。実際には、これらが経年変化することを考えると、大量漂着を示す図(2)-7の海岸も、海況や風況に応じて変化するはずである。これがどこになるか答えることは、海況や風況の長期予報が困難である以上難しい。本報告では、今後の「大量漂着時代」には、漂着の「ホット・スポット」になってしまう海岸が存在することを、確度の高い可能性として指摘するに留める。

なお、ゴミの投入量を削減する実験を実施したところ、海域に滞留するゴミ量が増加する速さは、ほぼ投入量に比例して増減した。このことは、たとえば投入量を1/10にした場合には、10年が100年後に延長されるものの、いずれ250倍となる海岸が4％発現する状況に変化はないことを意味する。
図(2)-7 シミュレーションで得た4年後(左上)、6年後(右上)、8年後(左下)、10年後(右下)の漂着数(全て2年目との比)。このフローマップ中のバーの高さが漂着数比。最大で250倍程度。

## （２）漂着プラスチックゴミ由来の重金属による海岸汚染の定量評価

## 1 ）大串海岸でのゴミ総量

2009年10月と2010年7月、そして2011年3月に実施したバルーン調査で明らかとなった、奈留島・大串海岸における海ゴミの海岸被覆面積と単位面積当たりのゴミ重量、および海岸全体のゴミ重量を表(2)-1に示す。なお、カッコ内の数値はプラスチックゴミの占める割合である。なお、以下の結果はNakashima et al.(2011)にて公表済みであり、ページ制限のある本報告書では、その重要部分の抜粋に留めて記載する。

表(2)-1 五島列島奈留島・大串海岸における海ゴミ漂着量

調査日	ゴミ被覆面積m²	単位面積当たりのゴミ重量kgm-2	海岸ゴミ総重量kg(プラスチックゴミの割合%)
2009年10月	123.5	5.8±2.1	716±259 (74)
2010年7月	490.8	8.2±2.6	4024±1276 (74)
2011年3月	342.4	11.6±2.7	3971±924 (72)

調査ごとに海岸におけるゴミ総重量は大きく異なっているが、これはKako et al.(2010b) $ ^{17} $ が90分毎に撮影したライブカメラの画像解析で得た、ゴミ漂着量が示す大きな時間変動と矛盾しない。
総重量の大きな時間変動にもかかわらず、プラスチックゴミの占める重量比が常に70%程度であることは興味深い。既往研究にある海ゴミ中におけるプラスチックゴミの割合も似た数値を示すことが多い $ ^{18} $ 。プラスチックゴミを種類判別計で材質分類(図(2)-8)したところ、PEとPPがそれぞれ53.9%、17.9%を占めた。特に、PEは年間国内生産量に占める割合である19.5%よりも有意に高い。このことは、比重の軽い材質(PE:0.91～0.97)のプラスチック製品が海ゴミ化しやすいことを示唆する。2009年の調査では、海ゴミの調査と組み合わせた、大串海岸のバルーン空撮結果に基づいて、海岸全体に漂着したゴミの総量は、716±259 kgと推定しているが、これは、単位面積あたりの平均のゴミ重量（5.8 kg m⁻²）をゴミ被覆面積（123.5 m²）で掛けることによって算出された。海ゴミ総量（716±259 kg）とプラスチックゴミの重量割合（74±10%）を乗ずることで、海岸全体のプラスチックゴミ重量を530±207 kgと推定した。(7)式で使用するPVCプラスチックゴミの重量割合は、ここで算出された「PVCプラスチックゴミの総重量」を「ゴミ総量（716kg）」で除することで得た。

図(2)-8 2009年に採取された漂着プラスチックゴミを分析して得た、大串海岸における材質別比率(国ごとの比率と、平均値(最上部))。PSはポリスチレン、ABSとASはアクリロニトリル、PAはポリアミド、PURはポリウレタンを意味する。

## 2 ）大串海岸における有害金属の重量

続いて、大串海岸で収集したプラスチックゴミに含有する有害重金属を報告する。以下の結果は査読付き成果論文(5)において公表済みであり、本報告書ではページ制限によって重要部分の抜粋を記載するに留める。XRFによる分析に基づいて、大串海岸から採取したプラスチック試料の種類ごとに、金属の平均濃度（例えば、PE中の鉛は $ 78\times10^{-3}\ g\ kg^{-1} $ ）、標準偏差（ $ 231\times10^{-3}\ g\ kg^{-1} $ ）と誤差（ $ \pm19\times10^{-3}\ g\ kg^{-1} $ ）を、t分布における95%の信頼区間によって推定した。ここで、バルーン空撮で推定したプラスチックゴミの総量と、プラスチックゴミ由来の金属重量の推定値を用いることで、プラスチックゴミ由来の有害金属の海岸における総重量、つまり、海岸環境を汚染する可能性のある有害金属の上限が推定できる(表(2)-2)。

たとえば、PEゴミに由来する鉛の総量は、 $ 292\ \mathrm{kg}\times(78\times10^{-3})\ \mathrm{g}\ \mathrm{kg}^{-1}=23\ \mathrm{g} $ と推定される。ここで $ 292\ kg\ \mathrm{kg}^{-1}\times10^{-3}\ \mathrm{g}\ \mathrm{kg}^{-1} $ は、それぞれPEゴミの重量と、PEゴミ中の鉛濃度である。同じように、大串海岸に漂着したプラスチックゴミについて、ポリマー5種類に対する有害金属5種類の重量と有害金属の総量を推定した。留意すべきは、今回調査した有害金属の中では、鉛が最も総量が多
く313±247gであった点である。とくに、PVCフロートは、今回対象としたプラスチック試料974検体中、14検体であったにもかかわらず、全体の鉛重量の91％を占めた。しかしながら、PVCフロート中に含有する鉛に起因する比較的大きな誤差（±247g）も考慮に入れる必要がある。一般的に、ステアリン酸鉛は、PVC製品の安定性と滑性を高めるために添加される。PVC中の鉛濃度の変動の高さは、おそらく、プラスチックゴミが海洋環境中での漂流時間の違いが大きい点に加え、PVCフロートの製造者が異なることによるものと考えられる。

これらの結果は、プラスチックゴミが海岸環境へ有害金属を「輸送する媒体」として機能していることを示唆する。さらに、PVCプラスチックゴミ由来の鉛は、大串海岸に対して最も高い環境リスクとなっている点を考慮すると、このリスクは、鉛の汚染源であるPVCフロートを対象として海岸を清掃した場合に大きく減少させることができそうである。

表(2)-2 大串海岸で採取した漂着プラスチックゴミの(最上段から順に)重量割合、海岸での総重量、有害金属(クロム・カドミウム・スズ・アンチモン・鉛：LOQは検出限界以下)の濃度と海岸での推

定重量

PE	PP	PET	PVC	PS	Total
Mass Ratio of Polymer (%)	55±8	19±7	14±8	4±2	5±5
Litter Mass (kg)	292±120	101±55	74±51	21±13	27±27	530±207 kg
Cr	Concentration (g/kg) Standard Deviation (g/kg)	<LOQ	<LOQ	<LOQ	<LOQ	<LOQ
Mass of metal (g)	---	---	---	---	---
Cd	Concentration Standard Deviation	<LOQ	<LOQ	<LOQ	<LOQ	<LOQ
Mass of metal	---	---	---	---	---
Sn	Concentration Standard Deviation	<LOQ	<LOQ	<LOQ	(81±75)×10-3	<LOQ
136×10-3	(n=16)
Mass of metal	---	---	---	2±2	---	2±2 g
Sb	Concentration Standard Deviation	<LOQ	<LOQ	<LOQ	<LOQ	<LOQ
Mass of metal	---	---	---	---	---
Pb	Concentration Standard Deviation	(78±19)×10-3	(63±19)×10-3	<LOQ	13.5±8.4	<LOQ
231×10-3	168×10-3	15.8
(n=545)	(n=292)	(n=17)
Mass of metal	23±11	6±4	---	284±247	---	313±247 g

## 3 ）大串海岸におけるPVCプラスチックゴミからの「鉛の溶出量」

たとえ高濃度の鉛を含むPVCフロートが大串海岸に漂着していたとしても、鉛がフロートから実際の海岸へ溶出しない限り、これらのフロートが持つリスクは現実的とは言えない。そこで、海岸において、PVCフロートが有害金属の汚染源である可能性を確かめるため、溶出実験を実施した。溶出実験で得られた水溶液中の鉛濃度の増加を、図(2)-9において灰色の曲線で示した。なお、ガラス容器に吸着する鉛濃度も、図(2)-9のグラフに加えて補正されている。溶出実験の結果から、鉛がPVCフロートから周囲の純水中に、確かに溶出していることが明らかとなった。しかしながら、拡散が進行するにしたがって、PVCフロートと周囲の水との間で、徐々に鉛の濃度差が少なくなると考えられる。このため、鉛濃度が時間とともに飽和する点に留意が必要である。本研究において、「飽和した鉛濃度」（式(5)における $ c_{\infty} $ ）は、実験が120時間経過した時点での最
大値を採用した。

PVCフロートからの鉛の溶出量(R)を推定するためには、溶出実験の結果を用いて溶出速度(v)と分配係数(κ)を算出する必要がある。図に示す点(●)は、実験データを式(4)の左辺に代入して得た値で、これらを用いて最小二乘法による回帰直線の傾き(つまり溶出速度(v))を計算した結果、溶出速度は平均 $ 0.04\ cm\ h^{-1} $ で、標準偏差は $ 0.19\ cm\ h^{-1} $ と推定された。これを用いて、t 分布の95%信頼区間で、誤差を $ \pm0.04\times2.1448/(15-1)^{1/2}=0.02\ cm\ h^{-1} $ と推定した。さらに、分配係数(κ)を式(5)に従って算出した。つまり鉛の飽和濃度( $ c_{\infty} $ )をPVCフロート中の単位体積あたりの鉛重量で除した。実験から得られた分配係数の平均値は $ 3.8\times10^{-6} $ であり、最大値と標準偏差は、それぞれ $ 8.1\times10^{-6} $ と $ 2.8\times10^{-6} $ となった。

上記の推定値と式(7)を使用して、大串海岸全体のPVCプラスチックゴミから溶出する、単位時間当たりの鉛の総溶出量(R)とその誤差を $ (0.45\pm0.45)\times10^{-3}\mathrm{~g~h^{-1}} $ と計算した。ただし、我々の推定値は、PVCプラスチックゴミ中の鉛に限定している点を再度注記しておく。しかしながら、上記の結果から、我々の実験結果と拡散モデルを用いた解析によって、PVCフロートに含有する鉛は、海岸環境を汚染する経路となり得ることが明らかとなった。

図(2)-9 溶出実験で得た純水中の鉛濃度(グレーのカーブ；右のスケール)と、式(4)の右辺(上のマーク)、最小二乘法で得た式(4)中の鉛の溶出速度(v)。白い丸はPVCフロートを用いない参照実験の結果を示す。

## 4 ）漂着したPVCプラスチックゴミ由来の有害金属の環境影響評価

ここでは、海岸へ溶出する鉛の年間溶出量と土壌中の鉛濃度を推定し、プラスチックゴミに由来する有害金属の環境リスクを考察したい。ゴミからの有害金属の溶出は、海岸という狭い範囲に集中するため、ゴミから溶出する鉛のような有害金属が、海岸環境に対する脅威であるか考察することは重要である。また、プラスチック生産量の急激な減少や、海岸清掃活動による劇的な海ゴミ削減も、当面は見込めない。

以降は、大串海岸におけるPVCプラスチックゴミから溶出する鉛が引き起こす、局所的な汚染に焦点を当て、我々の考察を進めたい。これまでの結果と式(8)を用いて、1年を通してPVCプラス
チックゴミから大串海岸へ溶出する鉛の年間溶出量(M)を、 $ (0.45\pm0.45)\times10^{-3}\ \mathrm{g}\ \mathrm{h}^{-1}\times0.156\times8.760\ \mathrm{hours}=(0.6\pm0.6)\ \mathrm{g}\ \mathrm{year}^{-1} $ と推定した。PVCフロートから溶出する鉛は、水を介して土壌に移行し、ほとんどはフミン酸のような有機質または土壌粒子に吸着すると考えられる。我々は、以下の通りにPVCプラスチックゴミの下の土壌で、鉛濃度の増加率を推定した。

$$ G=M/(A r_{p v c}d\rho_{s o i l}) $$

ここでMは上記で推定した鉛の年間総溶出量 $ 0.6\pm0.6\ g\ year^{-1} $ で、Aは大串海岸のゴミの被覆面積 $ 123.5\ m^{2} $ 、 $ \gamma_{pvc} $ は海岸に置けるPVCプラスチックゴミの重量割合、dはPVCプラスチックゴミか

ら溶出する鉛が垂直方向に一次元の拡散で土壌中へ移行する深度、$\rho_{soil}$は土壌密度$(1,600\mathrm{kg}\mathrm{m}^{-3})$

理科年表）。ここで、海岸を覆うPVCプラスチックゴミの面積は $ A\gamma_{pvc} $ であり、この直下で鉛が垂

直方向へ一次元的に拡散するという点に注意が必要である。本研究では、dの値は海岸の植生線から汀線までの間における、0.1から1mまでの深度を想定した。このdは、恣意的ではあるが、鉛が深度dより深く到達する前に土壌中に完全に吸着する、という仮定の下に選択した。dは平均海水面を海岸下まで岸向きに延長した高さであり、この深さに達した鉛は、海水の侵入によって鉛直一次元的な拡散から、横方向への移動を始めると考えた。現実的には、dの深さに拡散が限定されてしまう準閉鎖的な系での溶出量の推定(13)は、可能性のある推定値というよりは「最悪の事態」と認識する必要がある。

dをそれぞれ1mと0.1mと仮定した場合の土壌中の鉛の増加率Gは、 $ (0.1\sim1)\times10^{-3}\ \text{g}\ \text{kg}^{-1}\text{year}^{-1} $ と推定された。土壌中の鉛濃度の規制は、アメリカ環境保護局によって $ 250\times10^{-3}\ \text{g}\ \text{kg}^{-1} $ と制定されている。そのため、たとえPVCフロートが、今後も大串海岸に入れ替わり立ち代わり漂着を続け、そして最悪の事態を想定したGを計算に用いたとしても、海岸土壌中の鉛濃度は、250/1.0から250/0.1年（すなわち、250-2500年）後まで基準値を越えることはなさそうである。そのため、考えられる近い将来において、大串海岸におけるPVCプラスチックゴミから溶出する鉛は、現時点では、目障りである以外の環境リスクにはならないと結論できるかもしれない。ただし、本研究により、漂着プラスチックゴミは有害金属の輸送媒体でもあり、かつ海岸環境を汚染する経路となることが明らかとなったため、今後も様々な海岸において、プラスチックゴミ由来の有害金属を注意深く監視し続ける必要がある。

その理由は、今後10年以内に現況の250倍の漂着量となる海岸が、先述のシミュレーションで散在したことによる。すなわち、漂着するPVCプラスチックゴミが、今後の「大量漂着時代」には、海岸に大量に累積する可能性があり、そのようなホット・スポットでは、集中的に溶出する鉛によって、環境リスクが短期間に顕在化するかもしれない。ゴミ発生量を増減させた実験によれば、起因地におけるゴミ発生量の増減は、漂着量が250倍となるような海岸(ホット・スポット)が発現に至るまでの年限こそ左右するものの、例えば負荷量の削減によって、ホット・スポットが発現する事実そのものを回避することはできない。海ゴミの殆ど(>70%)が、分解せずに海域を滞留し続けるプラスチックゴミであって、これらの海域への流入量(海岸から黄海・東シナ海、日本海へ)よりも、流出量(北太平洋へ)が少ない海況条件を考えれば、これは自然な結論である。ここにおいて
て発生源におけるゴミ削減(50％削減で、上述の10年は約20年に延びる)の努力は継続されるべきであるが、むしろ、海岸における、ゴミ漂着量とゴミ由来の化学汚染物質量の密な監視体制の構築が喫緊の課題であろう。本研究課題が提起した削減目標(現況×A%)とは、4％のホット・スポット出現に至るまでの10年を、10/A年間だけ延長するための目標として認識されるべきである。

最後に、本研究では高濃度の鉛含有が確認されたPVCフロートしか対象としていないが、海岸に散在する様々な漂着プラスチックゴミが、他の有害金属にとっての輸送媒体となる可能性を考えてみよう。日常生活では様々なプラスチック製品が利用されており、これを反映して海岸における漂着プラスチックゴミも多種多様である。PVCフロートのような有害金属を含有しているプラスチック製品は他にないだろうか？最近の研究では、鉛とカドミウムのような有害化合物が子供用のおもちゃからも検出されており $ ^{19} $ 、海岸で漂着ゴミとして見つかっている。このようなプラスチック製品は、日常生活から海岸環境へ有害金属を輸送する媒体としての役割を果たしているだろう。今後の海洋生態系における漂着プラスチックの有害性を考慮すると、我々は漂着プラスチックゴミから溶出する有害金属の動態（例えば、粒子反応性、地下水や海水による希釈）に注意を払う必要がある。

## 5 ）漂流プラスチックゴミによる添加剤由来の鉛の長距離輸送過程の解明

### a. PVCフロート中に含有する添加剤由来の鉛の輸送過程

一連の120時間の溶出実験の結果は、PVCフロート中に含まれる添加剤由来の鉛の輸送過程を提案した仮説1をよく実証している。図(2)-10に示す曲線は、各120時間の溶出実験において、ガラス容器中の水中鉛濃度が、時間とともに上昇していることを示している。なお、各実験の開始前には純水を完全に交換した。このとき、水中の鉛の最大濃度 $ c_{\infty} $ は、1回目の120時間の溶出実験の後に $ 150\times10^{-6}~g~L^{-1} $ に達するが、480時間後には $ 20\times10^{-6}~g~L^{-1} $ 以下へと減少した。このような純水への急激な鉛の溶出は、海水中ではある程度減少するであろうが、それでも添加物由来の鉛がPVCフロートから比較的短時間で溶出しきってしまうことを示唆する。

4回目の実験後にPVCフロートの表面に傷をつけることで、ガラス容器中の水中の最大鉛濃度は大幅に回復し、1回目の120時間の溶出実験における最大値の3分の2に達した(図(2)-10)。この結果は、PVCフロート中の鉛が、溶出を終えて金属が枯渇した殻によって、しかも、紙やすりによって壊れるほどに薄い殻によって、外側へ溶出するのを妨げられているという仮説1を支持する。海上を漂流するプラスチックに含有される有害金属は、初期の溶出の後にプラスチック表面を薄く覆う殻によって、それ以上の溶出を阻害され、そのため、PVCフロート中に含有する添加剤由来の鉛は、長距離にわたり海水中を移動できるのではないか。
図(2)-10　4回連続して実施した120時間の溶出実験と、その後にPVCフロート表面をやすりで傷付けて継続した120時間溶出実験で得た純水中の鉛濃度の時間変化

### b. 鉛のない殻の厚さの推定

PVCフロートが海岸で傷ついて、含有する鉛が実際に再溶出するという仮説2を実証するため、我々は実際の海岸に漂着しているフロートの傷の深さが、上述の殻の厚さよりも十分に深いかどうか確認する必要がある。そこで、続いて、実験結果を通して殻の厚さ(d)を推定し、実際に海岸で採取したPVCフロートの表面に付いた傷の深さと比較する。

まず、鉛の溶出量を、120時間の溶出実験で得られる溶出速度(ν)と分配係数(κ)を用いて推定した。実験で得られたデータを、試料毎に式(4)へ代入し、溶出速度(ν)を最小二乘法で計算した。また、分配係数(κ)は、飽和した鉛濃度( $ c_{\infty} $ )と未使用のPVCフロートの単位体積あたりの鉛重量( $ c_{f} $ )を式(5)へ代入して計算した。次に、4回分の120時間の溶出実験で得られた鉛の溶出量( $ R_{i} $ )を、それぞれ最小二乘法によって式(10)の指数関数形に近似した後、溶出量の初期値( $ R_{0} $ )と溶出係数(α)を平均した。 $ R_{0} $ とαの平均値はそれぞれ $ 8\times10^{-6} $ g hour $ ^{-1} $ と0.01 hour $ ^{-1} $ であり、この際の $ R_{0} $ の誤差は $ \pm2.2\times2.4469/\sqrt{7-1}\approx2.2\times10^{-3} $ g hour $ ^{-1} $ と計算される。ここで、2.4469はt分布の95%信頼区間における6の自由度である。αの誤差も $ R_{0} $ と同様に推定した。そして、次の近似された指数関数を得た； $ R(t)=(8\pm3)e^{(-0.01\pm0.002)t} $ 。さらには、近似した溶出量を、t=0から無限大まで時間積分する(式(11))ことで、鉛の総溶出量(Q)を、 $ Q=8\times10^{-4} $ gと推定した。また、この誤差は $ \pm\sqrt{(3/8)^{2}+(0.002/0.01)^{2}}\times8\times10^{-4}=\pm3\times10^{-4} $ gと計算された。

最後に、鉛がPVCフロートの外側へ溶出する殻の厚さを推定する。式(12)中のd以外の数値を代入することで推定した。つまり鉛の溶出総量(Q)、フロートの平均表面積、未使用のPVCフロート中における鉛の体積あたりの平均重量を代入した。これらの値を用いると、殻の厚さdを、 $ 9\times10^{-6}\ m $
(9μm)と計算することができる。また、この誤差は±3μmとなった。次に、仮説2を証明するために、上記の殻の厚さと、実際の海岸に漂着したPVCフロートの表面における傷の深度を比較する。

### c. PVCフロート表面の傷深度の計測

実際の海岸に漂着したPVCフロート表面の傷の深度が、内部の鉛が溶出するのに十分なほど深いかどうかを確かめるために、金属顕微鏡を用いて、意図的に紙やすりで傷を付けたPVCフロートについて、断面を写真撮影した(写真(2)-5a, b)。深度は、目視で目盛を参照しながら測定した。

意図的に傷を付けたPVCフロートの傷の深度は、ほぼ20×10^{-6} mである(a)。一方、漂着したPVCフロートは、傷の深度が(50-100)×10^{-6} mの範囲で、表面に損傷を受けていた(b)。未使用のPVCフロートは、表面に損傷がなかった(未掲載)。今回の観察は、紙やすりでフロート表面に意図的につけた傷の深度は、殻の厚さよりも深いことを意味している。これは、図(2)-10に示す480-600時間の溶出実験において、紙やすりで傷をつけたことでフロートの内部に含まれる鉛が溶出を始めた事実と符合する。さらに、実際に漂着したPVCフロートの観察の結果、海岸で傷のついたPVCフロートは、殻の厚さよりもさらに深い傷があったことが明らかとなった。海水中を長期間にわたって漂流する間はPVCフロート中に保持されていた鉛が、フロートが海岸に漂着した後に、砂浜を転がる過程で鉛のない薄い殻が破られ、再び溶出すると考えられる。このため、海洋プラスチックゴミに含まれる添加物由来の有害金属は、漂流中に形成される表面の薄い殻に守られて長距離にわたって輸送され、海岸において殻が壊れることで、トロイの木馬のように、海洋/海岸環境へと抜け出すことが示唆される。

(a) scratched

(b) littered

図(2)-5 新品にやすりで傷をつけたフロート(a)と、海岸に漂着したフロート(b)の顕微鏡断面写真。目立った傷の個所に白い三角形を配置し、スケールを描きいれた。
## （３）漂流するプラスチック微細片とこれに伴う汚染物質輸送

6月11日と9月1日における潮目でのプラスチック微細片(写真(2)-6)の量は、個数にして、それぞれ、0.207 pieces m^{-3}と0.478 pieces m^{-3}、乾重量にして2.1×10^{-4} g m^{-3}と3.8×10^{-4} g m^{-3}であった。また、9月1日の調査で採取した生物(動物プランクトンおよび卵)数は、潮目において32.72 pieces m^{-3}(6.4

写真(2)-6 松山沖で採取したプラスチック 微細片

$\times 10^{-4} \text{ g m}^{-3})$であった。すなわち、海ゴミや生物が集積する潮目において、プラスチック微細片の数は、生物数の約1%を占めている。また、海洋表層に浮遊するプラスチック微細片の材質は、0.9～0.97 g cm$^{-3}$の密度をもつPE・PPが約80%を占めていた。先述したような海岸での漂着プラスチックと同様に、やはり、比重が軽いことで、微細浮遊ゴミになりやすいプラスチック材質が確かに存在するようである。大きさによるプラスチック微細片量と生物量の比較を図(2)-11に示す。図に示すとおり、生物とプラスチック微細片は同程度の大きさを持っており、このことは動物プランクトンを餌料とする魚類に、プラスチック微細片が取り込まれやすいことを示している。すなわち、採取されたプラスチック微細片は生態系に干渉しやすい大きさを持つ。魚類体内に蓄積しやすい$^{20)}$プラスチック微細片の数が、潮目において生物量の1%程度であったという事実は、生態系への影響を考えるにあたって無視できる数値ではない。

図(2)-11 微細プラスチック片と動物プランクトンのサイズ比較

潮目において採取されたプラスチック微細片には、有害重金属(Cr, As, Cd, Sn, Sb, Pb)が検出された。特にPEには、他元素に比べて多くのCd元素(38.76 ppm(μg g⁻¹))が含有・吸着していた。魚類によるプラスチック片の誤飲を考えれば、プラスチック片を誤飲した魚類に有害重金属が移行する可能性が考えられる。