Sampling
2015年7月27日から9月19日まで、18の参加船舶により北緯25°～41°、西経129～156°で計652件の表面ネットトウが実施された。 2016年10月には、より大きく希少な>50cmのプラスチック物体（図1）をより定量化するために航空画像（n = 7,298シングルフレームモザイク）を収集したハーキュリーズC-130機による2回の飛行を実施し調査地域を再訪しました。
船舶は0.7〜6.8ノットで航行しながら、持続時間0.35〜4時間のネット曳航を実行した。 すべてのトロールは、装置の捕獲効率への後流の影響を避けるために、船から離れるように設計されていた。 すべての船の乗組員は、出発前に実施されたオンライン教材と1対1のワークショップで訓練を受けました。 トロールを曳航している間、最も経験のある船員が風速の測定と波高の観測により海況（ビューフォート・スケール）を推定した。 このデータは、各曳網の日付、期間、初期および最終座標とともに、提供された標準的なデータシートに記録された。 すべての曳網の位置と長さは、後処理の段階で、すべての参加船に取り付けられたGPSトラッカーからの位置データを検査することによって確認されました。 ほとんどのサンプリングステーションは、プラスチック汚染レベルを定量化するための標準的な装置の1つであるマンタトロール（0.5mm角メッシュ、90cm×15cm口）を使用した1回の曳網（n = 350サンプリングステーション）を含んでいます。 最大の参加船（RV Ocean Starr）で、2つのマンタトロールと2つの大型ノイタントロール（1.5cm角メッシュ、6m×1.5m口、うち水面上0.5m、以降「メガトロール」）をすべてのサンプリング地点（n=76地点）で同時曳航しました。 各マンタ網の曳航後、網の外側を海水で洗い、シングルユースのコッドエンドを取り外してステープルで閉じ、個別のジップロックバッグに入れた。 メガトロールの曳航後、網を外側から海水で洗い、大きなコッドエンドを海水で満たした箱の中で開封した。 その後、浮力のあるプラスチックはすべて取り除かれ、アルミニウムに包まれ、ラベルの付いたビニール袋に入れられました。 マンタトロールで捕獲した内容物はすべて保管し、メガトロールで捕獲した生物（ほとんどが生きている）は海に戻した。 すべてのサンプルは、海上にいる間は冷蔵庫または冷凍庫で、実験室に輸送する間はFedExのクールボックス（2～8℃）またはリーファー（-2℃）で保管されました。 サンプルの取り扱いには十分注意したが、輸送中に破損したものもあり、破片のサイズ分布に若干の偏りが生じた。 7502>
航空調査は、上記のトロール調査（MantaとMegaの曳航でそれぞれ3.9km2と13.6km2）よりもはるかに広い面積（311.0km2）をサンプリングしたので、比較的まれな50cm以上のデブリをより確実に定量化することができました。 どちらのフライトもカリフォルニア州マウンテンビュー近郊のモフェット飛行場を発着点としました。 最初の航空調査は、2016年10月2日のUTC時間18時56分から21時14分まで、緯度33.5°Nの一定、経度141.4°Wから134.9°Wの範囲でサンプリングが行われました。 第2回調査は、2016年10月6日22:14から0:37UTCまで、30.1°N, 143.7°W から 32.9°N, 138.1°W までサンプリングを開始しました。 調査モード中は、高度約400m、対地速度140ノットで飛行した。 サンプリングトランセクトは、NOAAのGlobal Forecasting Systemが提供する海面気圧、雲量、海抜10mの風速、境界表層高などの気象予報と、NOAAのWaveWatch3モデル出力が配信する有義波高、ピーク周期データに基づき、海象条件が最も低いエリアを対象としました。 浮遊物調査には、訓練を受けた観測者と3種類のセンサー（ライダー、SWIRイメージャー、RGBカメラ）を使用しましたが、ここではRGBカメラ（CS-4800i）が調査時間中に概ね1秒ごとに撮影したジオリファレンスモザイクから得られた情報のみを分析します（フレームサイズ：トラック全体で〜360m、トラックに沿って〜240m、〜0.5mm）。
トロールサンプルの処理
トロールサンプルは、以下のサイズクラスに材料を分割するふるいタワー（5 Glenammer Engineering Ltdのふるい、0.05 cm, 0.15 cm, 0.5 cm, 1.5 cm, 5 cm角のアパーチャ付き）へ別々に洗浄されました。 0.05～0.15cm, 0.15～0.5cm, 0.5～1.5cm, 1.5～5cm, >5cmの大きさに分けた。 >5cmの破片は、定規で対象物の長さ（対象物の最も幅の広い寸法）を測定することにより、5-10cm、10-50cm、>50cmのクラスに手動で分類された。 浮遊性ゴミは、ろ過した塩水（塩分濃度3.5%、温度19～23℃）に各ふるいを入れて、バイオマスから分離された。 実験担当者は、浮遊粒子がバイオマス物質から分離されるように、何度も材料をかき混ぜた。 浮遊性ゴミとして識別された浮遊物は、鉗子を用いて手作業で水面から抽出し、種類別に分けて数えた。 浮遊物は、物質の種類（プラスチック、ガラス、パラフィン、タール、ゴム、木材、軽石、種子、不明）に分類され、プラスチックはさらに以下のカテゴリに分類された。 (1) H タイプ – 硬質プラスチック、プラスチックシート、フィルムでできた破片や物体 (2) N タイプ – プラスチックライン、ロープ、漁網 (3) P タイプ – 円柱、円盤、球状の生産前のプラスチックペレット (4) F タイプ – 発泡材（例：発泡ポリスチレン）でできた破片や物体。 数えて分類した後、蒸留水で洗浄し、アルミ皿に移して60℃で一晩乾燥させ、2896>5cmのものはOHAUS Explorer EX324M (0.0001 g readability) で、>5cmのものはOHAUS Explorer EX12001M (0.1 g readability) で重量を測定しました。
GPGP内に蓄積する海洋プラスチックを最も特徴づけるために、回収した材料で追加の分析を実行しました。 まず、各プラスチックサイズ/タイプのカテゴリーから10個（n = 220個）を選び、フーリエ変換赤外分光法（FT-IR）によるポリマー組成分析を実施した。 読み取りは、ユニバーサルATRアクセサリー（範囲= 600-4000 cm-1）を装備したPerkin Elmer Spectrum 100 FT-IRを使用して行われました。 サンプルのFT-IRスペクトルをデータベース（Perkin-Elmer ATR of Polymers Library）の既知のスペクトルと比較することにより、それぞれのポリマーの種類を決定した。 次に、収集したすべてのプラスチック破片について、製造年月日、およびその由来を示す記述（例：言語や「made in」の記述）をスクリーニングしました。 最後に、30のRVオーシャンスター・ステーションで収集した’H’と’L’タイプのプラスチック製品を、ボトルの蓋、バッグ、ボトルなどのオブジェクトタイプに分類した。 50cm以上の’H’型物体は比較的まれであったため、このタイプ／サイズカテゴリーについて10カ所のRVオーシャンスター・ステーションを追加で分析した。 破片の物体タイプを決定できない場合、その壁の厚さと柔軟性に応じて、硬質プラスチック破片またはフィルム破片に分類した34。 マンタトロールのサンプルは0.15-0.5cm、0.5-1.5cm、1.5-5cmのサイズ分類に、メガトロールのサンプルは5-10cm、10-50cm、 >50cmのサイズ分類に使用した。
各網曳き網で測定された浮遊プラスチック品の数値/質量濃度（海面1km2あたりのプラスチック数/kg）は、すべてのプラスチックサイズ/タイプカテゴリーについて個別に計算された。 そのために、各カテゴリー内のプラスチック物のカウントと重量をサンプルの曳航面積で割りました。 曳網面積は、網口幅（Mantaトロールは90cm、Megaトロールは6m）に曳網長（GPS位置データから決定）を乗じて算出しました。 マンタ網の平均曳網面積は0.008km2（SD = 0.004、最小-最大：0.001-0.018km2）、メガ網の平均曳網面積は 0.090km2（SD = 0.013、最小-最大：0.046-0.125 km2）でありました。 浮遊性プラスチックは風による混合で表面トロールで見逃されることがあるので、次に、ref.35に記載された方程式を使用して、各トロールのサンプリング位置におけるすべてのタイプ/サイズカテゴリの「深度積分」質量と数値プラスチック濃度（Ci）を推定した。 補足方法1には、Ciが海洋プラスチック終末上昇速度（Wb）、トロールによるサンプリング深度、海況の関数としてどのように計算されたかの詳細が記載されている。 また、本研究のタイプ/サイズカテゴリごとにWbを測定した方法についても記述している。 MantaとMegaのペア曳航で得られたプラスチック濃度の結果（n = 76地点）を比較した結果、MantaとMegaのトロールサンプルを使って、それぞれ0.05-5cmと5-50cmの大きさの破片を定量化することにしました。
空中画像処理
調査飛行中に撮影したすべてのRGB画像（n=7,298）は、調査中に収集した正確な航空機位置と高度データを用いてジオリファレンスが作成されました。 その後、訓練された2人の観測者と検出アルゴリズムによって検査されました。 オブザーバーは Samsung HD モニター（LU28E590DS/XY）ですべての画像をフルスクリーンで検査し、破片を含むシングルフレームのモザイクを QGIS ソフトウェア（バージョン 2.18.3-Las Palmas）にアップロードしてその位置と特性を記録しました。 我々は、偽陽性が非常に少なく、偽陰性が多かったと信じています。 これは、観測者が保守的なアプローチをとったためです。彼らは、その識別に非常に自信がある場合にのみ、その特徴をデブリとして記録しました。 そのため、破片である可能性がありながら、太陽の光や砕けた波など他の自然の特徴に似ている多くの特徴は、海洋プラスチックのデータセットに記録されませんでした。 この作業が完了すると、品質管理段階として、すべてのRGBモザイクから潜在的なゴミを検出することができる実験的なアルゴリズムを実行しました。 誤検出を避けるため、アルゴリズムによって検出されたすべての特徴は観察者によっても目視で検査され、目視でゴミと確認されたものだけがQGISデータベースに記録された。 すべての目撃情報について、位置（緯度、経度）、長さ（物体の最も広い寸法）、幅、および物体の種類を記録した。 (1)「束ね網」-いくつかの漁網がきつく束ねられたもの、一般にカラフルで丸みを帯びた形をしている、(2)「ばら網」-1枚の漁網、一般に半透明で長方形をしている、 (3)「容器」-漁箱やドラム缶など長方形の明るい物体、(4)「縄」-太さ15cm前後の長い筒状の物体。 (5) 「ブイ／蓋」-丸みを帯びた明るい物体で、大きな蓋かブイのどちらかである。 (6) 「不明」-明らかに破片であるが、その物体タイプが特定されていない物体で、それらはほとんどがプラスチック片に似た不定形のものである。 (7) その他-1つの物体のみ特定に成功したが、上記のいずれのカテゴリーにも属さない。 ライフリング 1,595個（第1便は403個、第2便は1,192個）の破片を記録し、626個が10-50cm、969個が>50cmの長さでした。 そのほとんどが「不明」（10-50cm：78％、>50cm：32％）に分類され、10-50cm破片では「ブイまたはふた」（20％）、「束ね網」（1％）、>50cm破片では「束ね網」（29％）、「容器」（18％）、「ブイまたはふた」（9％）、「ロープ」（6％）、「敗網」（4％）の順で分類されました。 海洋プラスチック濃度を計算するために、地理参照された画像を31枚の10km2モザイクにグループ化しました。 数値的な濃度は、各モザイク内の10〜50cmと>50cmの破片の数をカバーする面積で単純に割ったものである。 質量集中を推定するためには、まずスポットされた各物体の質量を推定し、次に各モザイク内の10-50cmと>50cmの破片の質量を別々にカバーする面積で合計する必要がありました。
数値モデルの定式化
海洋プラスチック経路はラグランジュ粒子軌道で表すことができる31。 我々の枠組みでは、粒子は以下の環境ドライバーによって移流された：海面流、波によるストークス漂流、風である。 同一の粒子放出から出発して、海洋プラスチックの形状と組成の多様性を表現するために、一連の強制シナリオを作成した。 海面流のみから始めて、徐々に大気抵抗と風波が浮遊破片に及ぼす作用を表す強制項を追加した。 風の作用は、海抜10mでの粒子の変位を風速の割合で考えることでシミュレーションしました。 これは「風力係数」と呼ばれる。 0%、0.1%、0.5%、1%、2%、3%といったさまざまな風速係数のシナリオを評価した。 海面水流は HYCOM + NCODA 全球1/12°再解析（実験 19.0 と 19.136,37,38）から、風速と風向は NCEP/NCAR 全球再解析39 から（1993 年から 2012 年まで）入手した。 波によるストークス漂流振幅は、Wavewatch3モデル出力からの波スペクトルバルク係数（有義波高、ピーク波周期、方向）を用いて計算した40。
すべての強制シナリオについて、陸上（沿岸人口ホットスポット23と主要河川24）及び海上（漁業26、41、養殖42、海運業43）での海洋プラスチック源の空間分布と振幅に合わせて1993年から2012年に同一かつ連続的に粒子を放出させた。 発生源シナリオは、相対的な発生源寄与率と地理的な分布を用いて組み合わせ、補足方法4で示した。 上記の強制シナリオを用いて全球の粒子を時間的に移流させたところ、海洋ゴミパッチの形成が再現され、その形状や粒子濃度の勾配は強制シナリオによって異なった。 観測領域に対応する0.2度分解能のグリッドで、西経160度から120度、緯度20度から45度の範囲で毎日の粒子の通過を計算した。 日次の粒子訪問数は、ある時刻に全球モデル内に存在する粒子の総数に対して一定数であった。 セルiのモデル予測無次元濃度δiは、以下のように算出した。
ここでαsはソースsの寄与に対する無次元重み、δi，sはセルi中のソースsからのグローバル粒子のパーセンテージである。 δi,sは、セルiにおける発生源sからの粒子数ni,sを発生源sからのグローバル粒子の総数Σi n sに対する数で計算される。
Numerical model calibration
2015年と2016年に海洋で測定したものを集めているが，数値モデルには1993年から2012年をカバーする海洋循環再分析を使用している。 2012年以降の海洋循環モデルデータはHYCOMから入手可能であるが、再解析プロダクトとしては利用できない。 そのため、本研究では使用しないことにした。 1993年に放出された初期モデル粒子は、約7年後にこの地域に著しく蓄積し始めるので、2000年から2012年までの12年間、統一された日次粒子訪問を平均化した。 観測された破片のサイズクラスを、マイクロプラスチック (0.05-0.5 cm), メソプラスチック (0.5-5 cm), マクロプラスチック (5-50 cm), メガプラスチック (>50 cm) の4つのカテゴリーにグループ化した。 マンタトロールで収集されたデータセットが最も広い空間範囲をカバーしていたため、深度積分のマイクロプラスチック濃度に対するモデルの予測値を比較した。 トロール測定から得られた質量濃度は、0.2度の分解能のセルにグループ化され、5つの異なる強制シナリオのモデル予測された無次元濃度δと比較された。 最良のモデル適合は海面流のみの強制シナリオで見られた（R2=0.52、n=277セル）。 大気抗力項を増やすと回帰係数は低下した(R2 = 0.39 to 0.21 depending on windage coefficient)。
GPGP領域におけるモデル粒子の蓄積を分析したところ、GPGP位置の季節的・経年的な変動が大きいことが判明した。 モデル化されたGPGPの寸法は12年間の分析を通じて比較的一定であったが、この集積帯の相対的な位置は年や季節によって変化した。 我々はまず、我々のマイクロプラスチック濃度（2015年7月～9月に測定）を2000年から2012年の7月～9月の期間のモデル化された濃度の平均と比較することによって、季節変動について我々のモデルをテストすることにしました。 この比較は、7-9月のGPGP位置が年によって大幅に変化したため、12年間の平均解（R2＝0.52）よりも悪い結果（R2＝0.46、強制シナリオによる）をもたらした。
北太平洋における海洋ゴミの蓄積とエルニーニョ南方振動（ENSO）や太平洋十年振動（PDO）などの気候イベントの関係は以前に議論されてきた18。 このように、年較差を考慮し、これら2つの気候指標に対するGPGPの緯度・経度位置を比較した。 ENSO と PDO。 その結果、2002 年と 2004 年は我々の多航海時代に経験した状況と類似していることがわかった。 そこで、2002年と2004年を合わせた7-9月の粒子訪問の平均値に対して、我々の測定値を比較したところ、2002年と2004年の7-9月の粒子訪問の平均値の方が高かったのです。 その結果、ENSOやPDOのような気候イベントがGPGPの平均位置に影響を与えることが示唆された。 そこで、GPGPの位置の経年変化をより良く説明できる2002年と2004年の7-9月平均を用いることにした。 トロールと航空調査のデータに対するモデルの較正のための年の選択に関するより詳しい情報は，補足方法5に記載されている。 モデルの予測値とマイクロプラスチック観測値の間の最良の適合は、海面流のみの強制シナリオで再び見出されました (R2 = 0.58, n = 277)。 実測値とモデル化されたマイクロプラスチック濃度の間の最良の回帰適合は、a = -8.3068 と b = 0.であった。6770であった。
この定式から、領域内のモデルマイクロプラスチック質量濃度を算出し、大きさの順に0から順にコンターレベルを抽出している。01 g km-2から10 kg km-2までである。 本研究で定義したGPGPは、160万km2の領域をカバーする1kg km-2のマイクロプラスチック質量濃度レベルに相当し、図2aに太線で描かれています。 検証として、1 kg km-2の等値線の内側と外側のマイクロプラスチック測定値を分類してみました（図2b）。 モデル予測GPGPの内側の観測点では、マイクロプラスチック濃度の中央値は1.8 kg km-2 (25-75% = 3.5-0.9 kg km-2)、外側の観測点では中央値は0.3 kg km-2 (25-75% = 0.2-0.7 kg km-2)となりました。 校正されたマイクロプラスチック分布を用いて、モデル化された濃度をGPGP内の平均モデル化マイクロプラスチック分布とパッチ内の観測点のサイズクラスごとの平均濃度との比によってスケーリングし、個々のサイズクラスの質量と数値濃度を計算した。 すべての海洋プラスチックサイズクラスについて、質量とモデル化濃度の比較を図2cとdに示す。
数値モデルの校正。 (a) GPGP境界（青線）は、マイクロプラスチック濃度測定値（丸印）と季節および年変動が考慮されたモデル粒子訪問平均を比較して推定されています。 このマップはQGISバージョン2.18.1（www.qgis.org）を使用して作成されました。 (b) 我々の予測した1 kg km-2 GPGP境界の外側と内側の観測点におけるマイクロプラスチックの質量濃度測定値の中央値を示すモデルの妥当性確認。 棒グラフは25%から75%まで、ひげグラフは最小値と最大値を示している。 外れ値は十字で示している。 (c) マイクロプラスチック、メソプラスチック、マクロプラスチック、メガプラスチックの質量濃度測定値とモデル化された質量濃度との比較。 (d) (c)と同じだが、数値による濃度。
信頼区間は、サンプリングとモデリングの両方における不確実性を考慮し、定式化された。 トロール採集（マイクロ、メソ、マクロプラスチック）については、報告された海況とプラスチックの上昇速度を用いて表面濃度に適用される垂直混合補正に関連する不確実性を考慮した（補足方法1参照）。 空中モザイクについては、トロールで採取した物体のトップビュー面積と乾燥重量の相関に基づいて、目撃した物体の質量を推定することに関連する不確実性を考慮した（補足方法3参照）。 最後に、モデリングの不確かさを考慮するために、マイクロプラスチック分布を個々のサイズクラスにスケーリングする際に、測定濃度の標準誤差を平均上限（下限）質量濃度に加算（それぞれ減算）した。 パッチ内の観測点におけるサンプリングイベントごとの個々の海洋プラスチックの質量における平均割合を計算し（補足表1）、’H’, ‘N’, ‘F’ と ‘P’ のタイプの寄与度を導き出した。 さらに、我々は主に海洋由来のゴミを観測したので、我々の較正されたモデル分布によって予測される発生源の寄与を調査した。 個々のモデルセルについて、個々の発生源からのラグランジュ粒子の訪問の割合を計算した。 初期粒子は推定されたグローバルインプットに従って重み付けされたので、海洋発生源からのモデル粒子は、漁業（17.9%）、養殖（1.3%）、船舶（8.9%）で、もともと物質総量の28.1%を占めた。 各モデルセルについて、この初期パーセンテージ値からの差を計算し、予測される総質量濃度に報告しました。 その際、北太平洋における海洋由来寄与の「異常」を定義し、これを表面積当たりの質量単位で表現した。 最後に、我々の校正モデルでは海面流のみを考慮したが、各モデルセルについてそれぞれの粒子訪問回数を評価することにより、強制シナリオの優位性を比較した。 各コンター内に含まれる物質が最初の強制シナリオ（すなわち海面流のみ）と等しくなるように、個々の強制シナリオのGPGP周辺のコンターを計算した。
我々のモデルによって予測された粒子軌道の風速係数への依存性は、2011年の日本の東北津波から発生した瓦礫の目撃談やモデル化とよく一致する44,45。 10～12ヶ月後に北米の海岸に到着した日本の瓦礫は、ブイ、ボート、浮桟橋など風当たりの強い物体であることが最初に確認された。 また、ハワイ諸島には、事件発生から1年半後に瓦礫が到着している。 到着時期は物体の種類と密接な関係があり、1年目から大型のカキ養殖用ブイなどの浮き輪、コンテナ、キャニスターなどが到着している。 2年目には、ブイ、転倒したボート、冷蔵庫、パレットが増え、その後、木材の梁や木製の破片が到着した。 我々のモデルは、2011年の津波から2年目には、風速係数が3%以上の物体のみがハワイに到着すると予測した。
長期的な分析
季節や年ごとの変動を考慮した動的なGPGP境界の定義により、文献にある海面トロールのデータ点がGPGP領域の内側または外側にあることを推定することができるようになった。 そこで、校正されたモデルを用いて、GPGP内とその周辺におけるマイクロプラスチック質量濃度（kg km-2）の10年ごとの推移を評価した。 文献からの濃度データ（補足表2）は、公表されたデータセットから入手するか、デジタルで入手できない場合は図からデジタル化した17,46,47。 データが水体積あたりの質量単位で報告されている場合48 、我々は表面積単位あたりの濃度を計算するために正味の曳航深度を使用した。 数値濃度のみが報告されている場合22,48、質量濃度と数値濃度の両方が報告されているネット曳航の平均海洋プラスチック質量 (m = 3.53 mg, SE: 0.10 mg, n = 872) を用いて質量濃度を推定した。
1999年から2012年までに採取したサンプルの位置とモデル予測GPGP境界を比較した21, 22, 48, 49。 1999年以前に採取した試料17,46,47,48は、ENSOとPDOの値が類似していた1999年から2012年の期間に採取した月と年について推定したGPGP位置と比較した（補足方法6を参照）。 動的GPGPモデル境界を参照として、各網曳船を3つのカテゴリーに分類した。 (1) GPGP境界内で採集されたもの、(2) GPGP境界外だが20°N以上45°N以下で採集されたもの、(3) 北太平洋のその他の海域で採集されたもの、の3種類に分類した。 パッチ外の濃度統計が、濃度が非常に低い赤道海域や極海域で行われた測定値によって偏らないように、上記の最初の2つのカテゴリーからの曳網のみを使用しました。 次に、プランクトンネットトロールから得られたこれらのマイクロプラスチック濃度観測値を、1965年から1974年の間に記録されたデータ（n = 内側20、n = 外側5817,48）、1975年から1984年の間（n = 内側0、n = 外側1946）に分けて、年代別にグループ分けした。 1985～1994年（n＝4内、n＝2外47）、1995～2004年（n＝2内、n＝252外22，49）、2005～2014年（n＝195内、n＝861外21，22，48）、最後に2015年（n＝288内、n＝213外。 本研究）。 GPGP境界内とその周辺について、測定されたマイクロプラスチック質量濃度の数十年ごとの平均値（±標準誤差）を算出した。 最後に、20世紀初頭の濃度がゼロであると仮定して指数関数（R2=0.94）をあてはめ、10年ごとの傾向を抽出した。 指数関数フィットは、線形、二次、三次関数よりも良好な結果を示した（それぞれR2 = 0.71, R2 = 0.86, R2 = 0.91）
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