温泉科学（J. Hot Spring Sci.），64，146-164（2014）

原著

北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体
富田純平1）4）*，高田貴裕1），玉村修司1）5），張 頸2），
高畠容子1）6），秋田藤夫3），長尾誠也1），山本政儀1）（平成 26 年 4 月 8 日受付，平成 26 年 5 月 29 日受理）

Radium Isotopes in Saline Groundwater fromthe Western and Central Hokkaido, Japan
Jumpei Tomita1）4）*, Takahiro Takada1）, Shuji Tamamura1）5）, Jing Zhang2）,
Youko Takahatake1）6）, Fujio Akita3）, Seiya Nagao1）
and Masayoshi Yamamoto1）
Abstract
To investigate the occurrence of groundwaters with high Ra content and its
constraining factor, Cl-type groundwaters were collected from hot and mineral spring wells
at 30 locations in the western and central Hokkaido, Japan.  The Ra isotopes (226Ra and 228Ra)
in these samples were measured along with the dissolved components and stable isotope
ratios of both δ2H and δ18O.   Furthermore, leaching experiments with diluted HCl wereconducted using drill cutting rock samples obtained at one hot spring with high 226Ra
content.  Both stable isotope ratios of δ2H and δ18O, and dissolved components indicated thatthe collected Cl-type groundwater samples originated from seawater or fossil seawater.  Ra金沢大学環日本海域環境研究センター・低レベル放射能実験施設 〒923-1224 石川県能美市和気オ 24．
1）
Low Level Radioactivity Laboratory, Institute of Nature and Environmental Technology, Kanazawa
University, Wake, Nomi, Ishikawa 923-1224, Japan. *Corresponding author：E-mail tomita.jumpei@
jaea.go.jp, TEL & FAX 029-282-5201.
2）
富山大学理学部 〒930-8555 富山県富山市五福 3190．2）Faculty of Science, University of Toyama, Gofuku,
Toyama 930-8555, Japan.
3）
北海道立総合研究機構地質調査研究所 〒060-0819 北海道札幌市北区北 19 条西 12．3）Geological Surveyof Hokkaido, Hokkaido Research Organization, Kita-ku-kita, Sapporo, Hokkaido 060-0819, Japan.
4）
現在：（独）日本原子力研究開発機構原子力科学研究所放射線管理部 〒319-1195 茨城県那珂郡東海村
白方白根 2-4．4）Present address : Department of Radiation Protection, Nuclear Science Research Institute,Japan Atomic Energy Agency, Shirakata-Shirane, Tokai, Naka, Ibaraki 319-1195, Japan.
5）
現在：（公財）北海道科学技術総合振興センター幌延地圏環境研究所 〒098-3221 北海道天塩郡幌延町
栄町 5-3．5）Present address : Horonobe Research Institute for the Subsurface Environment, Northern
Advancement Center for Science and Technology, Sakae, Horonobe, Teshio, Hokkaido 098-3221, Japan.
6）
現在：（独）日本原子力研究開発機構核燃料サイクル工学研究所福島技術開発試験部 〒319-1194 茨城
県那珂郡東海村村松 4-33．6）Present address : Department of Fukushima Technology Development,
Nuclear Fuel Cycle Engineering Laboratories, Japan Atomic Energy Agency, Muramatsu, Tokai, Naka,
Ibaraki 319-1194, Japan.
1）146

第 64 巻（2014）

北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体

226 activities and 228Ra/226Ra activity ratios in the water samples ranged from 5.68～5,080
mBq kg －1 and 0.085～3.92, respectively.   The highest 226Ra activity in this study wascomparable to that from the Arima Hot spring water with the highest 226Ra activities inJapan, confirming our previous results that groundwaters with high 226Ra activity exist evenin sedimentary basins and coastal areas.   Activity ratios of 228Ra/226Ra in groundwater
samples were comparable to or higher than Th-series/U-series activity ratios of both drill
cutting rock samples in this study and common rocks in Japan.   Comparison of 228Ra/226Ra
activity ratios of groundwater samples and rock samples indicated that Ra isotopes weremainly ejected into water phase by alpha-recoil from rock (grain) surface.  Ra-226 activities
in the groundwater samples were approximately constrained by adsorption-desorption
reaction depending on the salinity although occurrence of Ra removal by barite formation
within the well was presented.  The leaching experiment of U, Th and Ra isotopes from drill
cutting rock samples with diluted HCl solution showed the possibility of the existence of aTh-enriched surface layer, suggesting the relevance as the source of high Ra isotope
contents or high 228Ra/226Ra activity ratios, or both.
Key words : Ra isotopes, saline groundwater, Hokkaido, alpha-recoil, adsorption-desorption reaction

要旨

北海道中・西部の計 30 地点における塩化物泉中の Ra 同位体（226Ra 及び 228Ra）濃度を測定すると共に，併せて温泉水中の溶存成分，安定同位体比（δ2H 及び δ18O）及び温泉井からの掘
削カッティングス中の U, Th, Ra 同位体の抽出実験の結果から，226Ra を高濃度に含む温鉱泉水の成因に関わる地下水中の Ra 同位体挙動について考察した．主要溶存成分及び安定同位体比（δ2H 及び δ18O）の測定結果から，採取した温鉱泉水は海水または化石海水を起源としており，
その 226Ra 濃度は 5.68～5,080 mBq kg－1 であった．本研究で見出された 226Ra 濃度の最高値は，有馬温泉に匹敵するものであり，沿岸地域や堆積盆地の大深度掘削井から得られる高塩分の塩化物泉において 226Ra を高濃度に含む温鉱泉水が存在するこれまでの結果を強く支持した．温鉱泉水中の 228Ra/226Ra 放射能比は，0.085～3.92 であり，掘削カッティングス（岩石）の 228Ra/
226
Ra 放射能比及び国内の岩石中の 232Th/238U 放射能比と同程度から高い値であったことから，
温鉱泉水中の Ra 同位体は主に岩石（鉱物）表層に存在する Th 同位体の α 壊変に伴う α 反跳により供給されていることが示唆された．スケールの分析結果から，井戸内において重晶石が析出し Ra が除去されている可能性が示唆されたが，温鉱泉水中の 226Ra 濃度は概ね塩分依存性の吸着・脱離反応により支配されていた．掘削カッティングス（岩石）を用いた抽出実験において，抽出相中の Th 系列/U 系列（232Th/238U, 232Th/230Th 及び 228Ra/226Ra）放射能比は，岩石全体（バルク）の Th 系列/U 系列放射能比よりも概ね高い値を示し，高濃度 226Ra 及び高228
Ra/226Ra 放射能比の温鉱泉水成因に関わる Ra 供給源としての岩石（鉱物）表層の Th 濃集層の存在可能性を強く示唆した．
キーワード：Ra 同位体，高塩分塩化物泉，北海道，α 反跳，吸着・脱離反応

1． は じ め に
天然には，4 つのラジウム（Ra）同位体（ウラン（U）系列の 226Ra：半減期 1600 年，トリウム（Th）
系列の 228Ra：5.75 年及び 224Ra：3.66 日，アクチニウム（Ac）系列の 223Ra：11.43 日）が広く分布・存在している．これらの Ra 同位体は系列及び半減期が異なることから，濃度及び同位体間の放射能比を用いて様々な地球化学的プロセス，例えば，海水の水塊混合（Inoue et al., 2007），海底湧水の湧出・混合（Moore, 1996），放射性廃棄物の地層処分に絡む核種移行挙動（Krishnaswami et al.,1982）解明研究などに用いられてきた．一方，高濃度の 226Ra（100,000 mBq L－1）を含む石油・天然
ガス付随塩水の存在や世界保健機関（WHO）の定める最大汚染レベル（226Ra が 1,000 mBq L－1, WHO,147

富田純平，高田貴裕，玉村修司，張頸，高畠容子，秋田藤夫，長尾誠也，山本政儀

温泉科学2011）を超える飲料用地下水の存在など，放射線防護の観点からも地下水中の Ra 同位体について注目され，Ra 同位体濃度分布やその高濃度 Ra の成因について多数の研究がなされてきた（例えば，
Kraemer and Reid, 1984 ; Sturchio et al., 2001 ; Vengosh et al., 2009 ; Szabo et al., 2012）．
日本においては，古くから Ra を含む温鉱泉（226Ra 濃度が 370 mBq kg－1 以上）の探査を目的として，温鉱泉水中の 226Ra 濃度が多数測定され，母岩が 226Ra の親核種である U を比較的高濃度に含む花崗岩地帯やウラン鉱床周辺において高濃度の 226Ra を含む温泉が見出されてきた（横山，
1955；Kanai, 1988）．近年，著者らは，諸外国の石油・天然ガス付随塩水（海水よりも高塩分）が高濃度の 226Ra を含むことに着目し，沿岸地域や堆積盆地の大深度掘削井から得られる塩分の比較的高い塩化物泉（塩分：1-36‰程度）中の Ra 同位体濃度や Ra 同位体挙動を研究してきた．その結果，1,000 mBq kg－1 を超える高濃度の 226Ra を含む温鉱泉水が，花崗岩地帯以外の地域においても存在することを見出した．また，温鉱泉水中の 226Ra 濃度及び 228Ra/226Ra 放射能比と岩石中の Th
系列/U 系列放射能比の関係から，温鉱泉水中の Ra 同位体は，主に岩石表層に存在する Th 同位体の α 壊変に伴う α 反跳により水相へ供給され，226Ra と塩分の関係から，Ra 濃度が概ね塩分依存性の吸着・脱離反応により支配されていることを明らかにしてきた．高 Ra 濃度及び岩石の 232Th/238U
放射能比よりも高い 228Ra/226Ra 放射能比の温鉱泉水においては，岩石（鉱物）表層に不溶性の Th同位体が蓄積した Th 濃集層の存在可能性を示唆してきた（富田ほか，2009；Tomita et al., 2010 ;Tomita et al., 2014）．しかしながら，Ra はアルカリ土類元素であることから地下水の水質，さらに不溶性の Th 同位体の娘核種であることから地域独特の帯水層の特徴に影響されやすい．例えば，
温鉱泉水中の 226Ra 濃度と塩分の関係においてばらつきが大きく，塩分依存性の吸着・脱離反応以外の要因（例えば硫酸塩生成による Ra の除去や酸化還元状態）により Ra 同位体濃度が支配されている可能性がある（例えば，Vinson et al., 2009 ; Szabo et al., 2012）．また，温鉱泉水中の 228Ra/226Ra
放射能比が岩石中の Th 系列/U 系列放射能比よりも高い値を有する場合があり，232Th を濃集した
コーティング相が岩石─水境界に存在する可能性も指摘されている（Reynolds et al., 2003 ; Vengosh
et al., 2009）．このように地下水をはじめとする温鉱泉水の Ra 同位体挙動は非常に複雑であり，その地球化学的挙動の普遍性を明らかにするためには更なるデータの蓄積が必要である．
北海道には，多数の塩化物泉，中には海水よりも高い塩分を有する温鉱泉水（松波，1992）が存在し，温鉱泉水の溶存成分や安定同位体比データが取得され，温泉水の起源や成因に関する情報が充実している（松波，1992，1993，1994，1995）．本研究では，北海道中・西部の塩化物泉中の Ra同位体（226Ra 及び 228Ra）濃度を報告するとともに，併せて温泉水中の溶存成分，温泉井からの掘
削カッティングス中の U, Th, Ra 同位体の抽出実験の結果から，温泉水中への Ra 同位体輸送メカ
ニズムや Ra 同位体濃度の支配要因について考察した．

2． 試料採取及び実験方法
2．1

研究対象地域の概要及び試料採取

Fig. 1 に研究対象地域の表層地質図を示す（産業総合研究所，2012）．北海道中央部の日高変成帯西側には，東から西に向かって順に白亜系，古第三系及び新第三系の地層が分布しており，石狩低地帯では第四紀の堆積物が分布している．新第三系の大部分は海成の堆積岩（砂岩，泥岩，頁岩，
シルト岩等）からなり，褶曲地帯を形成していることから石油・天然ガスの探査で開発された温鉱泉も存在している．札幌・苫小牧より以西の北海道西部は，海底火山活動に由来するグリーンタフ地域である（松波，1992）．
温鉱泉水試料は，2009 年から 2011 年にかけて Fig. 1 に示す計 30 地点において採水した．HK10，148

第 64 巻（2014）

北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体

Fig. 1
Surficial geological map of Hokkaido, Japan with sampling sites of Cl-typegroundwater (○) and drill cuttings rock samples (☆).  This map was compiled basedon geological map from Geological survey of Japan, AIST (2012).

17，19，22，27 の 5 地点については，採取日を変えて 2 度採水した．北海道中央部の高塩分の温鉱泉水のうち，一部は古第三紀堆積岩に胚胎しているが，大部分は新第三紀の堆積岩に胚胎していると推定されている．一方，北海道西部の高塩分の温鉱泉水は新第三紀の堆積岩や火砕岩に胚胎している（松波，1992，1993，1994，1995）．
温鉱泉水試料は，タンク流入前のドレン配管やタンク流入口等の源泉湧出孔に出来るだけ近い位置で採水するように心掛けたが，それが不可能な場合は，貯留タンクから採水した．Ra 同位体分
析用に，約 20 L の水試料をポリエチレン容器に，その他化学分析用試料は 500 mL, 100 mL 及び
50 mL のポリエチレンまたはポリプロピレン容器に採水した．温鉱泉水の pH は現地で直ちに測定した．
水試料以外に，今回 HK10 の温泉井で掘削時の約 1,000 m 深さまでの掘削カッティングス保存試料を譲受することができ，放射能分析や抽出実験に供した．また，HK27 の温泉井からパイプ内に生成したスケールも採取した．
2．2

実験方法

2．2．1

温鉱泉水試料の分析

Ra 同位体分析は約 20 L の水試料を用い，富田ほか（2009）及び Tomita et al.（2010）と同様の149

富田純平，高田貴裕，玉村修司，張頸，高畠容子，秋田藤夫，長尾誠也，山本政儀

温泉科学

方法を用いて行った．ここでは概略について述べる．水試料（約 20 L）に HNO3 と Fe3+ キャリアー
を加え，加熱後一晩放置した．NH4OH を加え pH＝2 に調整した後，Ba2+ キャリアー及び飽和（NH4）SO4 を加え，Ra 同位体を BaSO4 共沈法により回収した．その後，微細な BaSO4 沈殿を効率的に2回収するために，NH4OH を加えて中性とし，Fe（OH）
3 沈殿を生成し，静置した．デカンテーショ
ン及び遠心分離によりその沈殿物を回収後，HCl を加えて Fe（OH）3 沈殿を溶解し，ろ過（0.45 µm孔フィルター）により BaSO4 沈殿を回収後，乾燥・秤量し，Rn の逸脱が無視できるフィルム（35mm×35 mm）に封入した．Ra 同位体濃度は，同軸型 Ge 半導体検出器（ORTEC GEM-30195，
CANBERRA GC-4019）を用いた γ 線スペクトロメトリーにより定量した．スペクトロメーターは，
NBL 標準試料 No. 42-1（4.04％－U），No. 79（1.01％－Th）及び KCl 試薬（特級）により校正した．
Ra 及び 228Ra 濃度は，それぞれ 186 keV（226Ra），295 keV（214Pb），352 keV（214Pb），609 keV（214Bi）

226

及び 338 keV（228Ac），911 keV（228Ac）のピークから算出した．分析における Ra 同位体の回収率はBaSO4 の回収率と等しいとみなした．また，BaSO4 共沈に使用した Ba キャリアーは，Ra 同位体の汚染が極微量である重晶石（226Ra : 0.7±0.1 mBq g－1-Ba, 228Ra : 0.2±0.1 mBq g－1-Ba）から精製した（Inoue and Komura, 2007）．
温鉱泉水の水素同位体比（δ2H）は，白金触媒を用いた水素ガス平衡法，酸素同位体比（δ18O）
は二酸化炭素ガス平衡法により測定（Micromass Prism model）した（Epstein and Mayeda, 1953;
Ohsumi and Fujino, 1986）．測定結果は，標準物質（V-SMOW）の同位体比からの偏差（δ 値）として千分率（‰）で示した．δ2H 及び δ18O の測定精度は概ね±3‰及び±0.1‰である．
温鉱泉水試料中の主要溶存成分はイオンクロマトグラフ測定装置（Dionex ICS-1000），Sr 及び Ba
は誘導結合プラズマ質量分析計（ICP-MS, Thermo elemental X7）で測定した．アルカリ度は 0.1
M HCl または H2SO4 による滴定法により定量した．
2．2．2

岩石試料（掘削カッティングス）の分析

HK10 で採取した岩石試料については，乳鉢で粉砕し，できる限り均一化した後，粉末試料 10 gをポリエチレン容器に封入し，同軸型 Ge 半導体検出器（ORTEC GEM-FX5825-HJ, ORTEC GEMFX5825-LB-C-HJ, CANBERRA GC-4019）を用いた γ 線スペクトロメトリーにより定量した．スペ
クトロメーターは，NBL 標準試料 No. 42-1（4.04％－U）及び KCl 試薬（特級）により校正した．
岩石試料中の 226Ra 及び 228Ra 濃度は，娘核種濃度から算出した．
2．2．3

スケールの分析

HK27 で採取したスケールについては，乳鉢で粉砕・均一化し，76 g をポリエチレン容器に封入        し，同軸型 Ge 半導体検出器（ORTEC GEM-30195）を用いた γ 線スペクトロメトリーにより定量した．スペクトロメーターは，NBL 標準試料 No. 42-1（4.04％－U）及び KCl 試薬（特級）により校正した．計算方法は上記方法と同様である．また，スケールの鉱物組成を明らかにするために，
粉末 X 線回折分析（XRD ; Rigaku, RINT2000, CuKα, 40 kV, 20 mA）を行った．
2．2．4

岩石試料の抽出実験

温鉱泉水への Ra 同位体供給メカニズム，特に Ra の水相への供給において重要とされる岩石（鉱物）表層の Th 濃集層の存在有無を議論するために，粉末化した均一試料を用いて，岩石試料の抽出実験を行った．Tricca et al.（2001）は，地下水中の 232Th 濃度は ThO2 溶解度に制限されていることを，Sturchio et al.（2001）は，不溶性のケイ酸塩，リン酸塩及び水酸化物に Th が濃集している可能性を指摘しているが，その存在状態等については不明であるため，Th 濃集層のみを抽出す
る方法は確立されていない．中性領域において Th は不溶性であるため，抽出実験では，Th を抽出するために酸を使用する必要があるが，酸による抽出では，岩石（鉱物）表層の Th のみならず，
目的としない岩石由来の Th も抽出される．岩石由来の Th 溶出を出来る限り抑えるためには，濃150

第 64 巻（2014）

北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体

い酸の使用及び長時間の抽出は避ける必要がある．以上のことから，抽出実験では，0.5 M HCl を使用することとし，超音波浸透を 15 分のみ実施することとした．また，抽出実験は室温，固液比
1 g/30 mL で実施した．
まず，500 mL 遠沈管に岩石の粉末試料 10 g を入れ，0.5 M HCl を 300 mL 加えた後，15 分間超音
波浸透し，0.45 µm のフィルターでろ過した．次に，得られたろ液（抽出相）を U・Th 同位体分
析用と Ra 同位体分析用に分割し，各々核種分析を実施した．抽出相中の U・Th 同位体は，化学収率補正用の 232U 及び 229Th トレーサーを既知量添加し，Fe（OH）
3 共沈後，通常の陰イオン交換樹
脂カラム法を用いた放射化学的分離により U 及び Th をそれぞれ分離・精製し，ステンレス板に電着した．U 及び Th 同位体濃度は α 線スペクトロメトリーにより定量した（Tomita et al., 2010）．
抽出相中の Ra 同位体は，濃度が低いため，温鉱泉水試料同様に上記の低 Ra 汚染 Ba キャリアー
を用いた BaSO4 共沈により回収後，尾小屋地下測定室における極低バックグラウンド γ 線スペク
トロメトリー（Hamajima and Komura, 2006）により，その同位体濃度を定量した．

3． 結果と考察
3．1

温鉱泉水の起源

採取した温鉱泉水の pH, 安定同位体比（δ2H, δ18O），溶存成分濃度を Table 1 に示す．採取した
温鉱泉水はほぼ中性であった．溶存成分測定結果の陽イオンと陰イオンの電荷バランスは±10％以内であった．Fig. 2 に示すように，採取した温鉱泉水は Cl 型であるが，海水と比較して Mg と SO4イオンの著しい減少が見られ，その水質は化石海水のそれと類似している．また，今回採取した温鉱泉水のうち，HK10 及び HK19 は海水以上の Cl 濃度を有しており，これは松波（1992）の報告と同様の結果であった．
温鉱泉水の δ2H, δ18O はそれぞれ－70～－7，－10.7～＋5.1‰であり，その大部分は北海道内の表層水（δ2H＝－70‰, δ18O＝－11‰；松波，1995）よりも高い同位体比を示した．Figs. 3（a）-（c）に，
δ2H-δ18O, δ2H-Cl 及び δ18O-Cl の関係を示す．北海道の温鉱泉や地下水については，これまでに多数の δ2H, δ18O 及び Cl 濃度測定結果が報告されていることから（松葉谷ほか，1978；松波，1992，
1993，1995；甲斐・前川，2009），本研究の採取地点と同じ温泉及び同地域から採取した温鉱泉や地下水のデータについてもプロットした．Figs. 3 に示すように，大部分の温鉱泉水は概ね地域の天水と海水の混合線付近にプロットされ，温鉱泉水が地域の天水と海水の混合物であることが明らかとなった．北海道中央部北側で採取した温鉱泉水（HK1，2，3，4，5，6，7，8）は，地域の天水と海水の混合線から大きく外れ，δ2H, δ18O がプラス側へシフトしている．この結果は，松波（1993）
や甲斐・前川（2009）の報告と同様の結果である．甲斐・前川（2009）は，この地域には珪藻質泥岩が卓越しており，天水と海水の混合の他にオパールの相変化に伴って脱水した水が混合することにより高い同位体比を有すると推測している．一方，HK10 及び HK19 は，松波（1992）の報告と同様に，海水を上回る Cl 濃度を有し，δ2H-Cl 及び δ18O-Cl の関係において天水と海水の混合線から大きく外れる．松波（1992，1994）は，海水を上回る Cl 濃度について更なる検討が必要であるが，
δ2H-δ18O の関係から，その起源に海水が関与していると推定している．本研究で採取した温鉱泉水が海成堆積岩類を主体としている（松波，1992，1993，1994，1995）ことを考慮すると，本研究で採取した温鉱泉水は，概ね海水または化石海水を起源としていると考えられる．
3．2

温鉱泉水中の Ra 同位体

温鉱泉水中の Ra 同位体（226Ra 及び 228Ra）濃度及び 228Ra/226Ra 放射能比を Table 1 に示す．温鉱
151

Table 1

Chemical and isotopic composition of groundwater samples from Hokkaido, Japan.

富田純平，高田貴裕，玉村修司，張152

頸，高畠容子，秋田藤夫，長尾誠也，山本政儀
温泉科学

第 64 巻（2014）

Fig. 2

北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体

Piper diagram of Cl type groundwater samples collected in this study.

Fig. 3 The plots of (a) δ2H-δ18O, (b) δ2H-Cl and (c) δ18O-Cl for Cl type groundwater samples
together with data sets of literatures (Matsubaya et al., 1978 ; Matsunami, 1993, 1994, 1995 ;Kai and Maekawa, 2009).

泉水中の 226Ra 及び 228Ra 濃度は，それぞれ 5.68～5,080 mBq kg－1，7.23～7,375 mBq kg－1 であった．
本研究で見出された 226Ra 濃度の最高値 5,080 mBq kg－1 は有馬温泉の最高値 6,200 mBq kg－1（横山，1955）に匹敵するものであり，日本屈指である．温泉水中の 228Ra/226Ra 放射能比は 0.085～3.92 で153

富田純平，高田貴裕，玉村修司，張頸，高畠容子，秋田藤夫，長尾誠也，山本政儀

温泉科学あり，HK29 の最小値（0.085）を除けば，これまで報告されている日本の温鉱泉水中の 228Ra/226Ra 放
射能比と同程度であった（富田ほか，2009；Tomita et al., 2010 ; Tomita et al., 2014）．
3．3

岩石（掘削カッティングス）中の Ra 同位体

HK10 から採取した岩石中の Ra 同位体（226Ra 及び 228Ra）濃度及び 228Ra/226Ra 放射能比を Table 2に示す．岩石中の 226Ra 濃度及び 228Ra/226Ra 放射能比は，それぞれ 11.7～29.9 mBq g－1 及び 0.60～1.95であった．これらの値はこれまでに報告されている国内の岩石（花崗岩，玄武岩，凝灰岩，泥岩，
Table 2 Ra isotopes (226Ra and 228Ra) activities and 228Ra/226Ra activity ratios of bulk rocksamples from HK10.

154

第 64 巻（2014）

北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体

砂岩）中の 238U 濃度及び 232Th/238U 放射能比（0.1～2.8）の範囲内であった（Miyake et al., 1975；富田ほか，2009；Tomita et al., 2010）．
HK10 の温泉井では，ストレーナーが設置されている深度 690～1,000 m から温泉水を採水している．この深度における岩石の 226Ra 濃度及び 228Ra/226Ra 放射能比は，それぞれ 12.0～23.4 mBq g－1（平均 17.8 mBq g－1）及び 1.05～1.76（平均 1.4）であった．HK10 温泉水中の 226Ra 濃度は国内屈指の約4,000 mBq kg－1 であるのに対し，岩石中の 226Ra 濃度（放射平衡を仮定すると 238U 濃度）は 12.0～
23.4 mBq g－1 の範囲で国内の岩石中の濃度レベルである．この結果は，温泉水中の 226Ra 濃度が岩石全体（バルク）の 226Ra（238U）濃度に支配されているわけではないことを示唆する．一方，温泉
水の 228Ra/226Ra 放射能比は 1.83～1.86 であり，岩石の 228Ra/226Ra 放射能比（1.05～1.76）と比較すると，同程度から僅かに高い値であった．
3．4

温鉱泉水への Ra 同位体供給及び濃度の支配要因

Ra 同位体は，溶存親核種の壊変，Ra を含む鉱物の溶解，鉱物表層に存在する Th の α 壊変に伴う α 反跳及び岩石（鉱物）─水境界における Ra の脱離反応により水相へ供給される．また，水相
中の Ra 同位体は，岩石（鉱物）─水境界における吸着反応（イオン交換を含む）及び硫酸塩等の沈殿への共沈反応により固相へ除去される（例えば，Tricca et al., 2001 ; Porcelli, 2008）．
Ra 同位体は Th 同位体の α 壊変により生成される．Ra-226 及び 228Ra の親核種は，それぞれTh 及び 232Th であるが，Th は環境中で IV 価として存在しているため中性溶液中では不溶性で230あり，極低濃度である（下方ほか，1991；Tricca et al., 2001 ; Reynolds et al., 2003）．このため，
温鉱泉水中の Ra 同位体の供給源としては，溶存親核種の壊変による供給は無視できる．
Ra を含む岩石の溶解によって Ra 同位体が温鉱泉水に供給される場合，滞留時間の長い定常状態の温鉱泉水においては，226Ra と 228Ra の半減期の違いにより温鉱泉水中の 228Ra/226Ra 放射能比は
岩石の 228Ra/226Ra 放射能比よりも低くなる．一方，岩石表層に存在する Th 同位体の α 壊変に伴う
α 反跳により Ra 同位体が温鉱泉水に供給される場合，半減期の違いにより，温鉱泉水中の 228Ra/
Ra 放射能比は岩石表層に存在する Th 同位体の 232Th/230Th 放射能比と等しくなる（富田ほか，

226

2009；Tomita et al., 2010）．Fig. 4 に温鉱泉水中の 226Ra 濃度と 228Ra/226Ra 放射能比の関係及び岩石中の 226Ra 濃度と 228Ra/226Ra 放射能比の関係を示す．温鉱泉水の採取地点が広範囲であるので，
HK10 で採取した岩石試料と単純に比較することは出来ないが，Fig. 4 に示すように，HK10 で採取した岩石中の 228Ra/226Ra 放射能比と同程度の 228Ra/226Ra 放射能比を有する温鉱泉水が多い．これ
までに報告されている国内で採取した岩石の 232Th/238U 放射能比（放射平衡を仮定すると 228Ra/226Ra
放射能比）と比較すると，HK16 を除き，ほぼこの範囲に入る．採取した温鉱泉水の大部分が滞留時間の長い化石海水を起源としていることを考慮すると，この結果は，温鉱泉水中の Ra 同位体は，
主に α 反跳により水相へ供給されていることを示す．HK16 のように岩石中の 228Ra/226Ra 放射能比よりも高い 228Ra/226Ra 放射能比を有する温鉱泉水については，α 反跳による Ra 同位体供給が可能な岩石（鉱物）表層部での 232Th/230Th 放射能比の高い層の存在が必要であり，その起源として過去の岩石の溶解等により水相に供給された不溶性の 232Th（230Th も供給されるが 232Th と比べて半減期が短い）が岩石─水境界に濃集されている可能性が指摘されている（例えば，Reynolds et al.,2003 ; Vengosh et al., 2009；富田ほか，2009；Tomita et al., 2010）．
水相へ供給された Ra 同位体は，吸着反応及び沈殿生成によりその濃度が支配される．Ra の吸着反応については，pH, 酸化還元環境及び塩分が重要な支配要因となることが知られている（Krishnaswami et al., 1982 ; Kraemer and Reid, 1984 ; Vengosh et al., 2009 ; Vinson et al., 2009 ;Szabo et al., 2012）．一般的に水相の pH が低くなると，Ra 同位体の吸着が抑制される．水相の酸155富田純平，高田貴裕，玉村修司，張頸，高畠容子，秋田藤夫，長尾誠也，山本政儀

温泉科学Fig. 4 The plots of (a) 226Ra activity and 228Ra/226Ra activity ratio of Cl-type groundwater samplesand (b) 226Ra activity and 228Ra/226Ra activity ratio of drill cutting rock samples.  Gray solid area
showed the 232Th/238U activity ratios of common rocks in Japan reported by Miyake et al. (1975),
Tomita et al. (2009) and Tomita et al. (2010).

化還元状況により Ra の価数が直接変化することはないが，Ra を強力に吸着させる Mn 酸化物等
が酸化的な環境では存在するため，間接的に Ra 濃度を支配する．水相が高塩分環境の場合，そのほとんどが II 価で存在する Ra 同位体は，I 価の Na 等に吸着サイトを占領されるため，固相への吸着が抑制される．Ra-226－pH, 226Ra－SO4/Cl 及び 226Ra－TDS の関係を，それぞれ Figs. 5（a）-（c）に示す．また，Fig. 5（d）に現在にまでに報告されている日本の塩化物泉及び諸外国の Cl 型地下
水の 226Ra－TDS の関係を示す．SO4/Cl 比は海水を起源とする場合，酸化還元状態の指標として考えられる．Figs. 5（a）-（c）に示すように，ばらつきが大きく 226Ra 濃度の支配要因と考えられる
pH, 酸化還元状態，塩分との間に明瞭な関係が見られなかった．Fig. 5（d）に示すように，Cl 型
地下水中の Ra 濃度は，地下水の胚胎状況等の地域特有の支配要因によりばらつきは見られるが，塩分が増加すると 226Ra 濃度が増加する傾向があり，本研究で得られた 226Ra－TDS の分布は，そのばらつきの中でほぼ一致している．この結果は，温鉱泉水中の 226Ra 濃度が概ね塩分に依存する吸着・脱離反応により支配されていることを示唆しており，226Ra の粘土鉱物への吸着実験結果もこの考察を支持する（Tamamura et al., 2014）．
BaSO4 等の硫酸塩沈殿の生成は水相から Ra 同位体を共沈により除去するため，沈殿生成が 226Ra
濃度を支配すると考えられる．地下水中の Ra 濃度と硫酸塩生成との関連性について検討するために，Fig. 6 に 226Ra－SO4 の関係を示す．Szabo et al.（2012）は，アメリカの飲料水中の Ra 濃度調
査において，硫酸イオンに富む地下水では，226Ra 濃度と SO4 濃度の間に負の相関が見られ，地下水
中の Ra 濃度は BaSO4 生成に伴う共沈により支配されていると考えた．しかし，本研究では，Fig. 6に示すように 226Ra－SO4 の関係において明瞭な関係が見られず，SO4 が高濃度（1,000 mg kg－1）で検出されている場合においても 1,000 mBq kg－1 を超える温鉱泉水も存在することから，硫酸塩生成が 226Ra 濃度を一義的に支配しているとは言い難い．
温鉱泉水中の 226Ra 濃度の支配要因についてさらに検討するために，採取した温鉱泉水について
SO4 検出と未検出のグループに分類して考察を進める．SO4 検出と未検出毎にプロットした 226RaCa, 226Ra-Sr, 226Ra-Ba, 226Ra-TDS 及び 226Ra-pH の関係をそれぞれ Figs. 7（a）-（e）に示す．Fig. 7（d）に示すように，SO4 未検出の温鉱泉水は，塩分が増加するとともに 226Ra 濃度が高くなる傾向が見られ，Fig. 7（e）の 226Ra-pH の関係において相関が見られないことから，温鉱泉水中の 226Ra 濃度
156

第 64 巻（2014）

北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体

Fig. 5 Relationship between 226Ra and pH, SO4/Cl and TDS in Cl-type groundwater samples in thisstudy.   (a), (b) and (c) represent logarithmic plot of 226Ra-pH, 226Ra-SO4/Cl and 226Ra-TDS,
respectively.   (d) shows logarithmic plot of 226Ra-TDS for Cl-type groundwater samples in thisstudy along with those from Ishikawa Prefecture (Tomita et al., 2009), Niigata Prefecture(Tomita et al., 2010), Tohoku district (Aomori, Akita and Yamagata Prefectures ; Tomita et al.,2014) and Cl-dominated water samples from around the world (Kraemer and Reid, 1984 ;Krishnaswami, 1991 ; Pluta and Zuber, 1995, Moise et al., 2000 and Sturchio et al., 2001)

Fig. 6The logarithmic plot of 226Ra-SO4 for Cl type groundwater samples.

は塩分依存性の吸着・脱離反応により支配されていることが示唆される．つまり，塩分が高くなると I 価の Na 等に固相の吸着サイトを占領されるため，II 価で存在する Ra の吸着が抑制され，水相中の 226Ra 濃度が高くなる．SO4 が未検出である温鉱泉水中の 226Ra と同じアルカリ土類金属であ157

富田純平，高田貴裕，玉村修司，張頸，高畠容子，秋田藤夫，長尾誠也，山本政儀

温泉科学Fig. 7 The plot of (a) 226Ra-Ca, (b) 226Ra-Sr, (c) 226Ra-Ba, (d) 226Ra-TDS and (e) 226Ra-pH for Cl typegroundwater samples.  Black and gray solid circle show sulfate-free groundwater and sulfatecontaining groundwater.

る Ca, Sr, Ba との相関関係（Figs. 7（a）-（c））も，この考察を支持する．一方，SO4 が検出されている温鉱泉水は，226Ra-Ca, 226Ra-Sr, 226Ra-Ba 及び 226Ra-TDS の関係においていずれもばらつきが大きく，明瞭な相関関係は見られない．Szabo et al.（2012）は，アメリカの地下水（飲料水）中の Ra
同位体濃度を調査し，SO4 を含む地下水においても Ra 同位体を比較的高濃度に含む場合があり，その理由として SO4 が存在する地下水の場合，Ba 濃度が低濃度であるため Ra を共沈させる
BaSO4 が生成されない，またはその生成速度が非常に遅いため，Ra 同位体は Ba と異なり，鉱物表面から α 反跳で水相に供給されるため Ra を比較的高濃度で含むのではないかと推測している．
さらに，SO4 が存在する地下水において，Ra 同位体が低濃度である理由として，BaSO4 生成による Ra の共沈の他に，SO4 を含まず Ra を高濃度に含む地下水と SO4 を含み Ra が低濃度の地下水が井戸内で混合し，生成した BaSO4 により Ra が共沈している可能性も指摘している．掘削井の配管
内に BaSO4 を含むスケールが生成し，そのスケール内に高濃度の Ra 同位体が含まれていることは知られている（例えば，Omar et al., 2004）．Fig. 8 に，HK27 の温泉井から採取したスケールの
XRD 分析結果を示す．このスケールは主に重晶石（BaSO4）及びカルサイト（CaCO3）からなり，
非破壊γ線スペクトロメトリーの結果，そのスケールには 226Ra を 3.0 Bq g－1 含む．この結果は，
HK27 の温泉では，井戸内で生成した BaSO4 により温鉱泉水中の Ra 同位体が除去されていることを示唆している．本研究では，商用の温鉱泉水を試料対象として使用しているため，井戸内における地下水の混合や地下の温度・圧力等を正確に評価できず，BaSO4 の飽和指数を計算することは出来ない．しかし，SO4 を含む温鉱泉水で，Ra 同位体濃度が低い場合は，帯水層における BaSO4 生成，または井戸内における地下水の混合により BaSO4 が生成され，Ra 同位体が水相から除去されている可能性があり，Fig. 7 で見られる 226Ra 濃度のばらつきの要因になると考えられる．
以上のことから，Ra 同位体は，主に岩石表層に存在する Th の α 壊変に伴う α 反跳により水相158

第 64 巻（2014）

Fig. 8北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体

X-ray powder diffraction pattern of scale samples from HK27.

に供給され，水相の Ra 同位体濃度は概ね塩分依存性の吸着・脱離反応に支配されていると考えられる．SO4 を含む温鉱泉水については，帯水層における BaSO4 生成，または異なる深度から湧出する地下水が井戸内で混合することにより生成する BaSO4 により Ra 同位体が除去されている可能性が考えられた．その他にも，間隙率，Ra 同位体を供給し得る岩石表層の Th 同位体（232Th,Th）の比放射能濃度及び粒径が温泉水中の Ra 同位体濃度の支配要因として考えられるが230（Vengosh et al., 2009；富田ほか，2009；Tomita et al., 2010），さらに詳細な議論を進めるためには，
今後，地下水の胚胎状況等の基礎データが充実している研究用掘削井において，深度毎に試料を採取する等，品質の良好な試料を対象とする必要がある．
3．5

岩石試料の抽出実験

上述したように，水相への Ra 供給については，α 反跳により Ra 同位体を水相へ供給できる飛程範囲に存在している岩石（鉱物）表層の 232Th 及び 230Th（238U）分布が重要な役割を果たす．核種移行モデルにおいても，その重要性が指摘されている（例えば，Tricca et al., 2001, Poceli et al.,2008）．しかしながら，岩石（鉱物）表層の 232Th 及び 230Th（238U）分布や Th 濃集層の存在に関する実験的な証拠は得られていない．
HK10 では，深度 860 m, 870 m 及び 980 m を除くと，温泉水の 228Ra/226Ra 放射能比（1.83-1.86）は，
岩石の 228Ra/226Ra 放射能比よりも高い値である．深度 860 m, 870 m 及び 980 m が帯水層の場合は，岩石からの α 反跳による Ra の供給により温泉水の 228Ra/226Ra 放射能比を説明できる．一方，それ以外の深度が帯水層である場合，温泉水の 228Ra/226Ra 放射能比が岩石の 228Ra/226Ra 放射能比よりも高いことから岩石（鉱物）表層での Th 濃集層の存在可能性が推測される．そこで，岩石（鉱物）
表層の 232Th 及び 230Th（238U）分布を明らかにするために，710 m, 750 m, 810 m, 850 m 及び 990 mの岩石試料について 0.5 M HCl による抽出実験を行った．
抽出実験の結果を Table 3 に示す．岩石全体（バルク）の U 系列及び Th 系列の核種は，系列内において概ね放射平衡に近い値を示した．岩石中の 238U, 234U, 230Th, 226Ra, 232Th 及び 228Ra は，0.5 M
HCl により，それぞれ 4.8～16.8，7.5～21.5，4.2～22.7，17.0～38.9，6.5～21.3 及び 22.7～36.4% 抽出され，娘核種の方が親核種よりも抽出されやすい傾向が見られた．また，Th 系列核種の方が U 系
列核種より概ね抽出されやすい傾向にある．
岩石抽出相及び岩石全体中の 232Th/238U, 232Th/230Th 及び 228Ra/226Ra 放射能比を HK10 温泉水中のRa/226Ra 放射能比と共に Fig. 9 に示す．抽出相中の Th 系列/U 系列（232Th/238U, 232Th/230Th 及び

228

159

Table 3 Results of 0.5 M HCl leaching experiment of rock samples from HK10.

富田純平，高田貴裕，玉村修司，張160

頸，高畠容子，秋田藤夫，長尾誠也，山本政儀
温泉科学

第 64 巻（2014）

北海道中・西部における塩化物泉中のラジウム（Ra）同位体

Fig. 9 Distribution of Th-series/U-series activity ratios of leachate, whole-rock and groundwater
samples from HK10.  Triangle, circle and square were showed the Th-series/U-series activity
ratios of leachate, whole-rock and groundwater, respectively.   Gray solid area showed therange of 228Ra/226Ra activity ratios of groundwater from HK10 with error of 1σ.

Ra/226Ra）放射能比は，岩石全体の Th 系列/U 系列放射能比よりも概ね高い値を示した．特に，

228

深度 850 m 及び 990 m の岩石試料において，抽出相中の Th 系列/U 系列放射能比が温泉水中のRa/226Ra 放射能比と一致した今回の結果は，“岩石表層に存在する Th 同位体の α 壊変に伴う α 反228跳により Ra 同位体が温鉱泉水に供給される場合，定常状態において，半減期の違いにより，温鉱
泉水中の 228Ra/226Ra 放射能比は岩石表層に存在する Th 同位体の 232Th/230Th 放射能比と等しくなる”と言う点で興味深く，0.5 M HCl に容易に溶解する相に温泉水中の Ra 同位体の供給源となる Th 同
位体が濃集している可能性を強く示唆する．しかしながら，抽出実験では，掘削カッティングスを試料として用いているため，本来の岩石（鉱物）表層の U, Th, Ra 同位体分布を攪乱している可能性があること，化学的な抽出実験を行っているため，目的としない岩石由来の Th も抽出されていることが予想される．また，本研究で用いた温泉水中の 228Ra/226Ra 放射能比と深度 860 m, 870 m 及び 980 m における岩石中の Th 系列/U 系列放射能比が同程度であること，その他の深度においてもその差が僅かであることから，岩石よりも高い Th 系列/U 系列放射能比を有する岩石（鉱物）
表層の Th 濃集層の存在を明瞭に支持する結果を得たとは言い難い．この Th 濃集層の存在とそれに付随する可能性が高い 226Ra を高濃度に含む温泉や岩石の Th 系列/U 系列放射能比よりも高い
Ra/226Ra 放射能比の温鉱泉の成因をさらに明らかにするためには，温泉水中の 228Ra/226Ra 放射能

228

比と岩石の Th 系列/U 系列放射能比が大きく異なる試料を入手し研究を進める必要があろう．

161

富田純平，高田貴裕，玉村修司，張頸，高畠容子，秋田藤夫，長尾誠也，山本政儀

4． 結

温泉科学

論

北海道において塩化物泉（計 30 地点）及び掘削カッティングス（岩石）を採取し，温鉱泉水中の Ra 同位体濃度分布及び Ra 同位体挙動の支配要因について検討した．安定同位体比（δ2H, δ18O）
及び主要溶存成分の測定結果から採取した温鉱泉水は海水または化石海水を起源としており，そのRa 濃度は 5.68～5,080 mBq kg－1 であった．本研究で見出された 226Ra 濃度の最高値は，有馬温泉

226に匹敵するものであり，沿岸地域や堆積盆地の大深度掘削井から得られる高塩分の塩化物泉で高濃度 226Ra を含む温鉱泉水が存在するこれまでの結果を強く支持した．温鉱泉水中の 228Ra/226Ra 放射
能比は 0.085～3.92 で，国内の岩石中の 228Ra/226Ra（232Th/238U）放射能比と同程度からやや高い値であり，この結果は，Ra 同位体が主に α 反跳により水相へ供給されていることを示した．また，ばらつきは大きいものの，226Ra-TDS の関係から，温鉱泉水中の 226Ra 濃度は概ね塩分依存性の吸着
脱離反応により支配されており，SO4 を含む温鉱泉水については，226Ra-TDS の関係においてばらつきが大きく，井戸内における重晶石の生成による Ra の除去が原因である可能性が示唆された．
さらに，掘削カッティングス（岩石）を用いた 0.5 M HCl による抽出実験より，抽出相中の Th 系
列/U 系列（232Th/238U, 232Th/230Th 及び 228Ra/226Ra）放射能比は，岩石全体（バルク）の Th 系列/U
系列放射能比よりも概ね高い値を示し，高濃度 226Ra 及び 228Ra/226Ra 放射能比の温鉱泉水となる供給源としての岩石（鉱物）表層の Th 濃集層の存在可能性を強く示唆した．
謝辞本研究を進めるにあたり，泉源所有者及び管理者の皆様からは，試料採取に対して快諾いただいた．本研究は，日本学術振興会特別研究員奨励費（富田純平，No. 20-6070）及び文科省科研費（山本政儀，No. 22510057）の助成を受け実施したものである．また，原稿の改善に際して，2 名の匿名の査読者からは有益な助言を頂いた．関係者の皆様に感謝する．
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