土壌中における重金属類の動態
Dynamics of heavy metals in soils
和田 信一郎＊Shin-Ichiro WADA＊

九州大学 大学院農学研究院
Faculty of Agriculture, Kyushu University

摘

要

重金属によって汚染された土壌や、建設工事で遭遇する重金属を含む土砂などに対する対策が大きな問題になっている。これらにおいては問題になる有害物質は「重金属等」として一括されて話題にされることが多い。しかし、その内訳は実に多様である。また汚染される土壌に含まれる物質も多様である。このため、同じ物質で同じよ
うに汚染された土壌の場合でも、土壌中における重金属類の化学形態はさまざまである。土壌汚染対策技術を開発したり、さまざまな土壌に対する適用可能性を評価する
ためには、重金属類が土壌中でどのように存在しているかを知ることが不可欠である。
しかし、現在のところそのような知見も、研究の取り組みもまだ十分ではない。重金
属汚染土壌に対する信頼できる対策技術を構築するためには、放射性廃棄物の地層処分に関する研究と同様の取り組みが必要である。

キーワード：吸着、重金属、存在形態、土壌、土壌鉱物
Key words：adsorption，heavy metals，chemical forms，soil，soil minerals
1．はじめに重金属とは金属単体の密度が 4 ～ 5 g cm 以上の金属元素をさす用語である。しかし、土壌汚染な
どの、土壌環境に関する論議においては、上記の意
味における重金属のほか、土壌環境基準で指定されている有害物質のうち、有機化合物を除くもの全部を「重金属等」あるいは「重金属類」と一括して呼ぶことが多い。土壌環境基準で指定されている有害物質で「重金属等」と呼ばれるのはカドミウム（Cd）、鉛（Pb）、（六価）クロム（Cr）、ヒ素（As）、水銀（Hg）、銅（Cu）、セレン（Se）、フッ素（F）、ホウ素（B）である。これらに加え、シアン（CN）も「重金属等」に加えられることもある。
これら重金属類は、古くから典型的な土壌汚染物質であった。いわゆる足尾銅山鉱毒事件は、渡良瀬
川上流の銅の精錬所の鉱さいから流出した銅が、渡良瀬川の水を灌漑水として利用していた水田の土壌1）を汚染したことによって引き起こされた 。またイタイイタイ病は神通川上流の金属精錬所の鉱さいから流出したカドミウムが、流域の水田土壌を汚染し、その水田で栽培され、高濃度のカドミウムを吸収した米を食べることによって引き起こされた病気であ1）る 。これらの事例のような鉱山や金属精錬所由来の重金属が灌漑水を通じて農用地を汚染するという－3

タイプの土壌汚染の新規発生および発覚は、少なく
とも 1970 年代以降は非常に少ない。一方、工場敷
地内での有害物質漏洩による土壌汚染や、廃棄物の不法投棄による、新しいタイプの土壌汚染が多く発覚するようになった。
その契機になったのは土壌環境基準の制定および2003 年からの土壌汚染対策法の施行である。同法は限定的な法律であり、土壌汚染調査が義務付けられるのは、実質的には土壌環境基準で指定されている有害物質を取り扱っていた工場などを廃止するときに限られる。しかし、土地取引においては、その土地での有害物質の使用の有無にかかわらず自主的な土壌汚染調査が行われることが多く、数多くの汚1）染が発覚している。法律に基づく調査結果の統計によれば、汚染事例の 66％は重金属類によるものである。自主調査結果に関する統計もほとんど同じ
2）
傾向を示している 。
土壌汚染対策法の施行が契機になって、汚染土壌の修復技術の研究が精力的に行われるようになり、
トリクロロエチレンやテトラクロロエチレンなどの有機塩素化合物については、金属鉄を用いた還元的
3）3）脱塩素反応による分解 、微生物による分解 などの除去技術が開発され施工されるに至っている。指定有害物質ではないが、ガソリン、重油などの油類に対しても、主として微生物による分解技術が実用受付；2009 年 8 月 31 日，受理：2009 年 9 月 26 日＊
〒 812-8581 福岡市東区箱崎 6-10-1，e-mail：wadasi@agr.kyushu-u.ac.jp
2010 AIRIES

15

和田：重金属類の動態

ウ素、シアンは重金属ではなく、金属ですらない。
ヒ素も典型的な金属元素ではなく、同素体によっては金属の性質を示すことから半金属あるいはメタロ
イドに分類される元素である。結局、本来の意味における重金属であるのはカドミウム、鉛、クロム、水銀、銅の 5 種である。これら 5 種の重金属も決して一括できるようなものではない。
図 1 は元素の周期表の枠組みを模式的に示し、その中に土壌環境基準で指定されている重金属類およびその他のいくつかの比較的なじみの深い元素の位置を示したものである。青い背景は典型元素と呼ばれる元素を示すが、これらの元素は同じ族、つまり表の縦方向に並ぶ元素同士の化学的性質に類似点が多いことが知られている。一方遷移元素では周期表の横に並ぶ元素同志の性質に類似点が多いことが知られている。鉛、カドミウム、ヒ素は汚染事例の多い元素であるが、それらの化学的性質はかなり違う。なじみの深い元素との類似性をみると、カドミ
ウムはどちらかというと亜鉛と類似し、ヒ素はリンと、セレンはイオウと類似するのである。
土壌汚染を語るときには、汚染物質としてのこれ
ら重金属類は元素名で呼ばれることが多く、存在形
態を具体的に示すことは少ない。たとえば鉛、カド
ミウムといった具合である。せいぜいクロムやヒ素の場合に、六価クロム、三価ヒ素などのように酸化数を指定して呼ばれる程度である。表 1 には土壌中における重金属類の代表的な存在形態を示した。
後述するように、土壌は主として鉱物からなる固相と、間隙からなる多孔質体である。固相と間隙の体積割合はそれぞれ約 50％であり、間隙の一部は水で満たされ、残りは空気で満たされている。巨視的に見れば土壌は固相、液相、気相からなる 3 相系であり、重金属類の大部分は固相に存在するが , 一部
は液相つまり土の間隙水に溶存した状態で存在する。水銀の場合には気体として存在する化合物もある。
表 1 に示した存在形態は、自然の土壌におけるものだけでなく汚染土における形態も考慮している。たとえば鉛の場合、鉛蓄電池が不法に廃棄され化されている。一方、シアンを除く重金属類に対しては、実用化にまで至った除去技術は非常に少なく、重金属類による汚染土の大半（86％）は掘削除去によ2）って処理されているのが現状である 。
施行後の 6 年間、行われた土壌汚染調査の大半が自主調査によるものであり、掘削除去が多用されたというような問題点を受け、対策として土壌汚染対策法が 2009 年に改正された。改正法は、調査義務範囲を拡大し、掘削除去に制限を設け、できるだけ
4）
原位置での処理に誘導するような内容になっている 。
掘削除去は対策技術として扱われてはいるが、汚染土の単なる（処分場への）移転にすぎず、その適用を制限することは好ましいことである。しかし、それに代わる対策技術の選択肢は極めて少ない。また最近、トンネル工事などの土木工事に伴って排出される掘削土から土壌環境基準を超えるヒ素やセレンの5）溶出が認められる事例が多く報告されている 。このような掘削土は厳密には土壌汚染対策法の適用範
囲にはないが、土壌環境基準を超過している場合には、基本的には土壌汚染対策に準ずる何らかの措置が必要である。しかしこの場合、掘削除去、つまり処分場への搬入はそもそも非現実的である。
このような背景から、重金属類による汚染土およ
びそれに準ずる掘削土などの処理技術やそのような事例への対処法の開発が望まれている。具体的には、リスクの評価法、除去技術や不溶化処理技術の開発などであるが、そのいずれのためにも土壌中での重金属類の動態を知ることが不可欠である。本稿では
重金属類の土壌中での化学的、鉱物学的な動態についてこれまでわかっていることを整理し、対策技術開発のために必要と考えられる研究課題について整理したい。
2．土壌中の重金属の存在形態
2.1 重金属類の種類および存在形態の多様性
土壌汚染対策においては「重金属等」と一括されることが多いが、これら重金属類の種類と性質は実は非常に多様である。言うまでもなく、フッ素、ホ

H

Na

Mg

K

Ca

典型元素

非金属元素

遷移元素

半金属元素

He

金属元素

Cr

Fe

Ni

Cu

B

C

N

O

F

AI

Si

P

S

OI

As

Se

Zn
Cd
Hg

図1

16

Pb

元素の周期表上での重金属類の位置．赤字は指定有害物質．

地球環境 Vol.15 No.1

表1

15－21
（2010）

重金属類の土壌中での代表的な存在形態．
主な存在形態
固相

液相

気相

カドミウム

土 壌 物 質 に 吸 着 ， 硫 化 物（ C d S ）， 炭 酸 塩（CdCO3）

カドミウムイオン（Cd ）およびその錯体

鉛

土 壌 物 質 に 吸 着 ， 金 属 鉛（ P b ）， 炭 酸 鉛（PbCO3），硫酸鉛（PbSO4），チョウセキに固溶

鉛イオン（Pb ）およびその錯体

クロム

土壌物質に吸着，水酸化クロム（Cr（OH）3）

クロム酸イオン（CrO4 ），二クロム酸イオン
2－（Cr2O7 ）ヒ素

土壌物質に吸着，硫ヒ鉄鉱等の鉱物

ヒ酸イオン（H 2 AsO 4 ，HAsO 4 ），亜ヒ酸（H3AsO3）

水銀

土壌物質に吸着，硫化物（HgS），

水銀イオン（Hg ）およびその錯体，金属水
銀

銅

土壌物質に吸着，硫化物（CuS）

銅イオン（Cu ）およびその錯体

セレン

土壌物質に吸着，硫化物に固溶

セレン酸イオン（SeO4 ），亜セレン酸イオン－（HSeO3 ）フッ素

土壌物質に吸着

フッ化物イオン（F ）およびその錯体

ホウ素

土壌物質に吸着ホウ酸（H3BO3）

1.0

2＋

2－

－

H3AsO3

2＋

1.0

0.6

0.4

0.4

0.2

0.2

6

pH

8

10

12

14

H3AsO3H2AsO4−

HAsO42−

AsO43−

0.8

0.6

図2

0

2－

H2AsO3−4

水銀（Hg ），
ジメチル水銀2＋

HAsO32−

2

2－

－

0.8

存在割合

2＋

2

4

6

pH

8

10

12

14

pH の関数としての亜ヒ酸イオン種（左）およびヒ酸イオン種（右）の存在割合．
青帯は土壌 pH の範囲を示す．

た土壌では金属鉛や硫酸鉛が存在しうるし、金属鉛の土壌中での変質により炭酸鉛も存在し得る。液相における存在形態で、錯体というのは、たとえばカ＋0
ドミウムの場合 CdCl や CdSO4 、および有機酸などとの錯体をさす。また、表 1 には水溶液中に存在しうるイオン種のうち一部しか示していないが、これは土壌の間隙水の pH がおおよそ 4 ～ 8 の値しかとれないことを考慮したものである。図 2 には亜ヒ酸、ヒ酸およびそのイオン種の分布割合を pHの関数として示した。土壌の間隙水の pH が 4 ～ 8の間であることを考慮すると、表 1 に示したように、亜ヒ酸はほとんどイオンとして存在することはなく、ヒ酸の場合には遊離の酸は存在せずもっぱら－
2－
H2AsO4 または HAsO4 などの陰イオンとして存在する。一般に、亜ヒ酸はヒ酸よりも吸着されにくいが、それは図 2 に示すような性質の差を反映している。
2.2 多様な土壌物質と重金属との多様な反応
土壌は大小さまざまな粉・粒状粒子が集合した多孔質体である。表土に近い部分では固相の体積分率が約 50％であり、50％が間隙である。湿った土ではこの間隙の半分程度は水で、残りは空気で満たされている。泥炭土などの極端な例を除けば、土壌を構成する固体の 90％以上は大小さまざまな鉱物粒
子や岩片である。粒子径は数 cm 以上のものから数
nm にわたっているが、微小粒子が集合体を形成し、一見砂粒子に見えるものが実は nm サイズの超微粒子の集合体であるようなことが普通である。図 3 は土壌に樹脂を含浸させて固めたものから作成した薄6）片の顕微鏡写真である 。一見固体粒子に見えるところも、拡大すると微粒子の集合体からなる、という構造が nm のオーダーまで続いている。つまり土7）
壌の間隙構造はフラクタルである 。細菌の大きさ
は 1 μm 程度であるので、土壌の微細間隙は土壌
微生物のサイズよりも小さい。
重金属類のいずれも土壌の固相部では土壌物質に吸着されて存在する。このとき主要な吸着体として機能しているのは粒径が数 nm から 1 μm サイズの17

和田：重金属類の動態

微小鉱物と腐植物質である。微小鉱物は、イオン吸着特性から 2 つのグループに分けることができる。
1 つは層状ケイ酸塩グループである。このグループの鉱物は、強酸型の官能基を持つ陽イオン交換樹脂のような性質を持ち、もっぱら陽イオンのみを吸着する。しかも、種々の陽イオンに対する選択吸着性の差が小さいことで特徴づけられる。つまり、カル
シウムやマグネシウムイオンのようなアルカリ土類
金属イオンも鉛イオンやカドミウムイオンのような重金属イオンも同じように吸着する。表 2 はこのグループに属するいくつかの鉱物の、カルシウム－
重金属イオン交換反応の選択係数をまとめたもので
8）－ 10）ある。この表に掲げてある重金属イオンの価数はカルシウムイオンと同じであるので、この場合の選択係数の値は、重金属イオンとカルシウムイオンが溶液中で同濃度で存在するときの、重金属イオ
ンの吸着量とカルシウムイオンの吸着量比に等しい。選択係数値は 1 に近く、層状ケイ酸塩鉱物類に対するこれらの重金属イオンの吸着性はカルシウム
イオンと同等である。
もう 1 つのグループは、鉄やアルミニウムの酸化物鉱物や水酸化物鉱物および非晶質のアルミニウム
ケイ酸塩鉱物である。これらの鉱物は一般に層状ケ
イ酸塩鉱物よりも更に微細であり、鉱物表面が反応性に富むヒドロキシ基で覆われているのが特徴である。これらのヒドロキシ基は陽イオンも陰イオンとも吸着することができる。たとえば水酸化鉄（Ⅲ）鉱物の場合、鉛イオンやヒ酸イオンは図 4 に示すよ
うに表面に吸着する。これらは表面錯体、このような結合を伴う吸着は表面錯形成反応と呼ばれている。腐植物質は多くのカルボキシ基をもち、それらも水銀イオン、鉛イオン、銅イオンなどを選択的に吸着する。この反応もまた表面錯形成反応の範疇に含められる。
土壌に含まれる酸化物鉱物や非晶質アルミニウム
ケイ酸塩鉱物粒子は非常に微細であることが特徴である。図 5 は、ある土壌に含まれるヘマタイト、
レピドクロサイト、フェリハイドライトという鉄鉱物の電子顕微鏡写真である。ヘマタイト粒子の粒径は 10 nm 程度、棒状のレピドクロサイト粒子の太さは 20 nm 程度である。これは酸素原子 10 個分程度の厚さでしかない。また、非常に低結晶性の鉱物
5 μm

5 mm
5 cm

図3
表2

土壌の薄片写真の 2 値化画像．
白い部分が間隙．

 状ケイ酸塩鉱物における Ca － 2 価重金属イ
層
オンの陽イオン交換反応の選択係数．
2＋

層状ケイ酸塩の種類

重金属イオンの種類

モンモリロナイト

Cd
2＋
Pb
2＋
Cu

0.8-1.0
1.1-1.9
0.5-1.12＋2＋O

選択係数の値

イライト

Cd
2＋
Pb
2＋
Zn

1.0-1.1
1.0
1.0

カオリナイト

Cd
2＋
Pb

2＋

0.9-1.2
1.8-2.2

18

Fe

Fe
O
Fe

OH
OH
O
O

Pb

O
O
As
O
OH

O

図4

水 酸化鉄鉱物表面への鉛およびヒ酸イオン吸着の模式図．

地球環境 Vol.15 No.1

15－21
（2010）

図 6 レピドクロサイト中の格子欠陥．
スケールは 1 nm.

1400

鉛吸着量/ mmol kg−1

1200

図5

525
167
120
72
48
26
24

1000
800
600
400

土壌中の鉄鉱物の電子写真．

ヘマタイト（上，黄色矢印），レピドクロサイト（下，黄色矢印），フェリハイドライト（下，赤矢印）．スケールは 10nm.

であるフェリハイドライトはこの写真の分解能下でも個々の粒子が識別できない程度に微細である。加
えて、土壌中で生成した鉱物の結晶度は概して低く、ケイ酸などの結晶成長を阻害する物質の存在下で生成するため、結晶中に多くの欠陥を持つことが多い。
図 6 はある土壌中のレピドクロサイト微結晶の結晶格子の電子顕微鏡写真であるが、矢印で示す部分などに結晶格子の欠陥が見られる。
一般に表面錯体の形成反応は比較的早い反応であ11）る 。しかし実際には吸着平衡到達に非常に長時間を要することがある。図 7 は、製鋼スラグの人工12）
的な風化物による鉛イオン吸着の実験結果である 。
比較的早い反応は 24 時間程度で終了するが、その後も徐々に吸着量が増し、少なくとも 500 時間後でもまだ平衡には到達していない。このような見かけ
上遅い吸着反応は、いったん表面に吸着した鉛イオンが結晶の欠陥に沿って結晶内部に拡散するような過程を含むと考えられる。
3．土壌中の重金属の形態の評価法
土壌汚染のリスク評価や、浄化対策のためには、土壌の重金属類の全含有量だけでなく、表 1 に示

200
0
0

1000

2000

3000

4000

5000

鉛添加量/ mmol kg−1

図7

製鋼スラグの風化物による鉛吸着．

黒丸は 24 時間後の結果．赤丸は右に示す時間後の結果．

したような形態別の含有量がわかることは非常に有用である。これまで、そのような形態分別のための研究がおこなわれており、現在も進行中である。
まず、土壌に樹脂を含浸させて固め、それから作成した薄片を偏光顕微鏡や元素分析可能な電子顕微鏡（EPMA）などで観察する方法がある。偏光顕微鏡
観察では、金属鉛やその表面の腐食の様子などが把握でき、場合によっては金属鉛表面の生成物が炭酸
鉛なのか酸化鉛なのかなどを判定することができる。また硫ヒ鉄鉱や硫化鉛などを含む岩片なども同定できる。また EPMA 観察では重金属元素と他の元素の共存関係から硫化鉛、硫ヒ鉄鋼などをほぼ同定できる。酸化物鉱物粒子が大きく、吸着量が多ければ吸着態の重金属の存在も知ることができる。しかし、腐植物質や、図 5 に示すような超微粒子は偏光顕微鏡や EPMA では識別できない。また、このような光学的方法では、定量は難しい。
そのような欠点を補う方法として選択抽出法また19

和田：重金属類の動態

表3

重金属の逐次抽出法の例．
抽出剤および方法の概略
1 mol L－1

塩化マグネシウムまたは酢酸ナトリウム（pH 8.2）
で抽出

交換態

2

1 mol L－1

酢酸ナトリウム（pH 5.0）
で炭酸塩を溶解炭酸塩態

30.3 mol L 亜二チオン酸ナトリウムによる還元とクエン酸イオンによる錯化または－10.04 mol L ヒドロキシルアミンにより鉄・マンガンの酸化物鉱物を還元溶解

鉄・マンガンの酸化
物吸着態

4

硝酸酸性
（pH 2）での過酸化水素処理で有機物を酸化

有機物結合態

5フッ化水素酸と過塩素酸による溶解処理

残渣－1は逐次抽出法と呼ばれる化学的方法があり、しばしば利用されている。代表的な方法に Tessier らの方
13）
法 があり、その方法の概要を表 3 にまとめた。
しかしこれらの選択抽出法にも多くの原理的な問題点があり、この方法を適用し、結果を解釈するときには注意を要する。たとえば、高濃度の塩化マグネ
シウムや酢酸ナトリウムは表面錯体の一部も抽出する。また、硫酸鉛を含むような土壌に塩化マグネシ
ウム抽出を適用すると、比較的安定な硫酸マグネシ
0
ウム錯体（MgSO4 ）の生成のため硫酸鉛の溶解が促進され、交換性鉛含量が過大評価される。また、pH 5 の酢酸ナトリウム処理では表面錯体の一部も溶出する。当然、炭酸塩として存在していた重金属は溶解するが、溶出した重金属の一部は酸化物鉱物
や腐植物質に再吸着される。吸着体を溶解し、それに吸着されていた重金属を開放するという原理による抽出では、常に再吸着あるいは再分配の問題があ14）る 。
表 3 に示すように、各段階での抽出画分には、たとえば交換態、炭酸塩態などの名前が付けられているが、これらを文字どおりに受け取るべきではな
い。選択抽出法は形態別の重金属量をある程度定量することができる。しかし、抽出剤の選択性が完全ではなく、脱着あるいは解放後の再分配のため、元の土壌中の形態を忠実に反映することは難しい。
このほか、土壌汚染対策法の施行のための、汚染15）
土の判定法として採用されている、溶出試験法 や
16）
含有量試験法 も、水や塩酸に溶解しうる形態のものをまとめて評価するという意味では形態分析法ということもできる。
4．重金属類の動態の理解のために必要な研究
土壌汚染対策において、土壌中の重金属の動態に関する物質科学的な知見が特に有用な領域は、リス
ク評価と不溶化処理技術の開発であろう。土壌中の重金属の地盤中での移行や生物に対する吸収されやすさなどを評価するために、土壌中の重金属の動態に関する情報が有用であることは明らかである。ここでは不溶化処理技術研究にとっての重要性について述べたい。
不溶化処理は安定化処理ともいわれ、土壌中の重金属を水に溶出しにくい形態に転換する処理の総称
20

抽出画分名

1

である。現在は、溶出基準を超過しているが、比較的溶出量の低い土壌を対象に、土地の所有者の承諾があれば実施できる限定的な処理技術である。処理後も重金属は土壌中にとどまるため、土地の所有者にとっては決して魅力的な処理法ではない。このため重金属汚染土の大半は掘削除去によって処理され2）ている 。しかし、廃棄物処分場の逼迫、掘削除去を制限する方向での土壌汚染対策法の運用、大規模土木工事で発生する可能性のある、重金属溶出量が環境基準を超えるような掘削土の処分などにおいては不溶化処理は、処理コストから見て合理的な選択肢となり得る。
現在でも多くの不溶化処理技術は存在する。しかし、当事者が採用を躊躇する理由の 1 つが、処理土の長期的安定性である。不溶化剤として低結晶性の酸化水酸化鉄鉱物を用いてヒ素溶出量の高い土壌を不溶化処理する場合を例にとってみよう。その鉱物が表面錯体としてヒ素を吸着することはわかっているものとする。適量の資材を土に混入することにより現在土壌中に存在するヒ酸や亜ヒ酸は表面錯体として吸着され、溶出量は低下するであろう。しかし、ヒ素を吸着した鉱物がそのままの形態で土壌中に安定に存在するかどうかが問題である。多くの酸化鉄
鉱物は比較的早く別の鉱物へ変化する。とくに用いた鉱物の安定条件が土壌環境と相違する場合には早17）い 。場合によっては、ヒ素を吸着した鉱物は安定であり、そのまま 100 年程度の長期間土壌中に存在しうるかもしれない。しかし、ヒ素が土壌に含まれる硫ヒ鉄鉱の酸化によって徐々に溶出するような場
合には、将来溶出するヒ素に備えて吸着体となる鉱物はそのままの形で長期間安定に存在しなければならない。現在、このような現実的な問題を解決するための研究が求められていると考えられる。
まさに同じ性質の課題に直面している分野がある。それは放射性廃棄物の地層処分技術の研究分野である。この分野では、地下の処分施設の材料であるコンクリート、人口バリヤとして用いる粘土、その中における問題核種の移行性などを 1 万年ないし10 万年という長時間にわたって予測する必要がある。このため、コンクリート鉱物をはじめとする各種鉱物の熱力学的安定性の解析、物質移動解析のための計算コードの開発、吸着機構の解析やそれをモデル化するための化学モデルの開発やモデルパラメ

地球環境 Vol.15 No.1

ータの測定などがおこなわれている 。不溶化技術の研究にも同じような取り組みが必要である。
18）

15－21
（2010）

calcium selectivity coefﬁcients on a montmorillonite,
illite and kaolinite. Environ. Sci. Technol., 3, 250-253.
11）Sparks, D. L.
（1986）
Kinetics of soil Chemical Process-謝辞

es. Academic press, New York.
12）藤井香苗・柏原 司・金子敏行・和田信一郎（2009）

本稿をまとめるために用いたデータの一部は日本
学 術 振 興 会 か ら の 科 学 研 究 費 補 助 金（ 課 題 番 号
19360216）によって得たものである。記して謝意を表する。

土壌中重金属不溶化資材としての転炉スラグの評
価－スラグ風化物の不溶化機能．第 15 回地下水・土壌汚染とその防止対策に関する研究集会講演集，226-229.
13）Tessier, A., P. G. C. Campbell and M. Bisson（1979）

引用文献

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html3） 日本地下水学会（2006）地下水・土壌汚染の基礎か
ら応用，理工図書 .
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律案参考資料．
5） 北海道（2007）
自然由来汚染土に係る取扱い．

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17）Schwertmann, U. and R. M. Taylor（1989）Iron Oxides. In: J. B. Dixon and S. B. Weed, eds., Minerals inSoil Environments, Soil Science Society of America,
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TRU 廃棄物処分技術検討書－第 2 次 TRU 廃棄物処

riatukaihonbun.pdf

分研究開発取りまとめ．

6） 和田信一郎（2008）
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http://www.jaea.go.jp/04/be/docu/tru/TOP.htm

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和田

信一郎

Shin-Ichiro WADA

専門は土壌鉱物学と環境地盤工学（化学？）。20 代後半から 40 歳くらいまでの間、当時としては高分解能の電子顕微鏡を占有する機会に恵まれ、世界の土に含まれる超微粒子鉱物を数多く観察した（させられたものも多い）。おかげ
で、どこの土を見ても、それに含まれる鉱物の姿をナノメー
トルのスケールで想像してしまうようになってしまった。現
在は、重金属汚染土の浄化および安定化技術、農用地の土壌診断のための分析法の開発などの研究を行っている。どの研究も土の物質科学を基盤としている。

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