〈一般研究課題〉

大都市河口域に堆積する底泥における酸性化および溶存酸素消費の抑制技術の開発に関する研究

助 成 研 究 者

中部大学

上野薫

大都市河口域に堆積する底泥における酸性化および溶存酸素消費の抑制技術の開発に関する研究
上野 薫（中部大学）

A study on technical development for controlling soil
acidification and consumption of dissolved oxygen inestuarine deposit accumulated in a metropolitan area
Ueno Kaoru(Chubu University)

Abstract:
Potential acidification capacity of sediments (estuarine deposits) in the tidal area was increased inlower stream from the point of 5.5km to estuary limits in the Shonaigawa river which was flowing
across the metropolitan area of the central districts in Japan. In the lower area from the point of 1km totidal wet land; Fujimae-Higata, pH (H2O2) of the sediments indicated below pH 3.5, and it seemed they
contained a lot of pyrite-like materials. With the aeration experiment using the sediments, it could notrecognize a inhibiting effect for soil acidification in some organic acid, but it could recognize thepossibility of having the promotion effect of multiplication of the iron oxidizing bacteria and of soil
acidification in wood vinegar. The soil acidification was influenced by some microbe in thisexperiment, but it had not been identified yet.

キーワード：河口域，底泥，酸性化，微生物，パイライト− 101 −

1. はじめに1930 年代から 1990 年代までの約 70 年間，日本では，強酸性鉱山廃水および干拓地土壌の強酸性化の問題を主要な課題とした酸性硫酸塩土壌に関する研究が盛んに行われ，酸性化機構の解明および水や土壌の中和法の開発がなされた．この土壌は，現在では，内陸部における造成等のために土壌深部の沖積層が地表面に露出することで問題となることが多い．近年は河川感潮帯に堆積する底泥（ヘドロ）の浄化と関連し，この土壌への関心が高まっている．潜在的酸性硫酸塩土壌とは，沿岸域や河口域のような汽水域に豊富に存在するイオウと鉄と有機物から，還元的条件下で硫黄還元細菌や鉄還元細菌が働くことによりパイライト（FeS2）が生成され高濃度に堆積した土壌であり，この堆積土壌は干陸化や掘削という大規模開発に伴い酸化的条件下におかれると，硫黄酸化細菌や鉄酸化細菌の影響を強く受けて硫酸を生成し強酸性化する．この酸性化の過程では，これらの関与細菌は爆発的に増殖し，他の細菌の生育を抑制するほどになる（Ueno et al., 2006）．このような土壌が河口域や沿岸に存在し，これらが何らかの環境変化により酸性化に転じた場合には，強酸性環境に対応できない生物への影響に止まらず，堆積土壌中の重金属が溶出し，重大な海洋汚染を引き起こすことが予測される．また，この酸性化過程において酸素を消費する細菌群が大量に増殖，あるいは間接的な酸素の消費が生じると，この地域の貧酸素化を促進することとなる．近年の大都市の主要河川では，生活排水や工場排水による富栄養化と，多量の揚水による河川流量の低下による河口域および湾内の貧酸素化が深刻な問題となっている．三河湾に注ぎ込む主要河川のひとつである庄内川もその例にもれず，大都市名古屋圏を抱き，その水質や底泥の浄化は大きな課題となっている．本研究では，庄内川の感潮帯における潜在的酸性硫酸塩土壌の現状把握と，ばっ気実験による酸性化および溶存酸素消費抑制のための添加資材の検討を行った．

2. 調査方法および実験方法
2.1 底泥の採取
図 1 に示した．2006 年 5底泥の採取地点を図
月 28 日に藤前干潟 3 地点（StationA，B，C）
において表層から 30cm の土壌約 2kg を採取し，密閉コンテナにて 4 ℃暗所条件で保存した。同年 10 月 22 日，12 月 23 日には庄内川の水分橋（河口より 22km），枇杷島橋（河口より 14km），新大正橋（河口より 10km），新蟷螂橋（河口より 5.5km），庄内新川橋（河口より 1km）の 5 地点（図 1）よりエックマン・バージ採泥器を用いて約 1kg ずつを採取し，同様に保存した。ただし，水分橋については直接河川に入りスコップにより採取した．
図 1 土壌採取地点
Fig.1 Sampling site

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表 1 採取土壌の基礎化学性
Table 1 Fundamental chemical properties of sample soils

表 2 ばっ気実験用サンプル設定条件
Table 2 Treatment of samples for aeration experiment

2.2 初期測定項目
採取保存した底泥は，採取 1 ヶ月以内に初期測定項目として，含水比，pH（H2O，1:5），EC1 ： 5，pH（H2O2）を測定した．測定は，pH/EC メータ（F-55，HORIBA）を用いた．

2.3 ばっ気実験
藤前干潟で採取した底泥は，いずれも潜在的には pH3.5 程度までは酸性化する土壌であった
表 1）．このうち粘土分の多い StationA と StationB の土壌を湿潤体積比 1 ： 1 で混合し，ばっ気実（表験の供試土壌とした．調整後の土壌の含水比は 0.60 であった．この供試土を用いて次の 5 処理区
表 2）．非滅菌無添加区（Sample ①，以下①等と記載）は，上記供試土のまま添加剤を設けた（表は加えず，滅菌蒸留水で乾土：水の質量比が 1 ： 5 になるように調整した．滅菌無添加区（②）
は，供試土をオートクレーブ処理し（121 ℃ 60 分），添加剤は加えず同様に 1 ： 5 になるように水分を加えた．非滅菌竹酢液区（③）は，滅菌処理を施さない供試土に市販の竹酢液（ヨーキ産業株式会社）を 1/1000希釈で添加した．非滅菌木酢液区（④）には，木酢液（ヨーキ産業株式会社）を 1/500 希釈で添加し，非滅菌ピルビン酸区（⑤）には，ピルビン酸を 2 × 10-3M になるように添加した．酸性硫酸塩土壌の酸性化過程において主として働く鉄酸化細菌や硫黄酸化細菌の生育阻害物質としては，高濃度の硝酸イオンや塩化物イオンに加え，細菌が自ら排出するピルビン酸やオキサロ酢酸，およびタンニン酸や木酢液などの天然有機酸もこれらの細菌の生育を阻害するこ．土壌を用いた実験としては鶏糞や各種有とが知られている（広吉ら，1992； Sasaki et al., 1999）
機酸がパイライトの酸化を抑制したとの報告がある（Pichtal and Dick,1991ab, 勝俣・吉田，1992）．

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今回の添加物は，流域の物質循環を考え，竹林や森林の管理により生じる資源の有効利用を考慮し，竹酢液と木酢液を対象とした．竹酢液と木酢液の濃度は，メーカー表示による細菌やカビ（従属栄養細菌群）の繁殖を促進する濃度の 1 ／ 10 の値とした．ピルビン酸の濃度は，鉄酸化細菌の一種であり，潜在的酸性硫酸塩土壌の酸性化に大きな影響を与える Thiobacillus ferrooxidansの生育を 50%阻害する濃度（広吉ら，1992）とした．各処理区は上記調整を行ったサンプル 500gを 1000mL PP製角型容器に入れ，上部開放状態で室温 25 ℃にてばっ気試験を開始した．ばっ気は，小型ポンプ（Nα2000，株式会社ニッソー，排出量 2L/min）1 台に 2 処理区をシリコンチューブで連結させ，チューブ先端にはエアーストーン（S103-H，株式会社スドー，長径 30mm）各 1 個を
図 2）．このような初期設定を行い，1 日整置した後，試験開始時（0 日目）のデータ装着した（図を採集し，その後，ばっ気を開始した．以後の測定は，測定前夜 22 時にポンプを停止し，翌日10 時に諸項目の測定を行ない，サンプリングが終了したら再びポンプを運転させるという工程を繰り返した．なお，実験中のサンプルからの蒸発分については質量管理を行い，定期的に滅菌蒸留水でこれを補充してから毎回の測定を行った．
測定項目は，溶存酸素量（DO ： OM-51，HORIBA），酸化還元電位（ORP： F-55， HORIBA），電気伝導度（EC），酸性度（pH），鉄酸化細菌数，および SO42-，Cl-，Na+，K+，Ca2+，NH4+，Mg2+（IA-300，TOADKK）とした．DO および ORP は，サンプル容器に直接挿入し一定深度で測定し，EC および pH は DO と ORP 測定後サンプルを上下 5 回撹拌のち 50mL を採取し，そのうち 1.5mL はpH 測定，2mL は鉄酸化細菌数の測定に，残りを EC 測定およびイオン分析に供試した．土壌溶液
は 5C 濾紙にて自然ろ過により得た濾液を冷凍保存し，分析直前に室温解凍のち 0.45 μ m フィル
ターを通過させ分析に供試した．鉄酸化細菌の計数は，定法（田野・杉尾，1993）に準じShilverman9k 培地を用い，5 連による MPN 法から値を得た．培養は上野ら（2003）に準じ，1.5mエッペンチューブを利用し，30 ℃の恒温器内で 30 日間静置培養後の酸化鉄の着色により生育の有無を判定した．

図 2 ばっ気実験装置
Fig. 2 Outline of aeration experiment− 104 −

3. 結果および考察
3.1 現場における底泥の堆積状況
2006 年 5 月採取の藤前干潟土壌および同年 10 月，12 月に採取した庄内川底泥の各土壌の基礎化
表 1に示した．EC をみると，河口から 5.5km 地点の新大蟷螂橋以下の河口域の堆積土壌の学性を表
値は何れも 2 オーダー高くなっていた．また，pH（H2O2）の値もこの地点以下で低い値となっており，酸性化原因物質であるパイライト様物質の含有量がこの地点以下で高いことが示唆された．
このことは，河口から 5.5km 地点以下の底泥が高有機物，高硫化物，強還元状態にあることを示唆している．底泥の採取と同時に調査した同河川の水質調査の結果（10 月，12 月）からは，10月の新大蟷螂橋での DO 値は 0mg/L となっており，ORP は，5 地点とも +308 〜 +259mV と酸化的条件にあった．河口 5.5km 地点以下では海水の遡上が確認されており，この地点以下での河川底部の水は比重が重く，撹拌されることが少ないため河川底泥での還元化が進行していると考えられた．今回の調査から，庄内川の底泥の性質は明らかに新大蟷螂橋以下で異なっていたが，これはこの地点における下水処理場の放水流水の流入と海水の流入による結果と考えられた．この地点のイオウ化合物が全て酸化されたとすると底泥の pH は 4.5 〜 3.5 まで低下するが，河川水による希釈により直接的な生態系への大きな影響はないと考えられる．10 月と 12 月に採取した土壌の比較からは，10 月よりも 12 月で溶存物質濃度が若干高まり，pH が上昇する傾向にあるが，パイライト様物質量には大きな差はなかった．最終河口地点である藤前干潟の土壌については，何れも pH（H2O2）の値が低く 3.5 以下にもなる部分があった．これは潜在的な酸性硫酸塩土壌とも言える値であり，堆積土壌の量を考えても本地域が干陸等により長期的に乾燥化した場合には相当量の硫酸が生成され，生態系に多大な影響を与えることが予測された．

3.2 ばっ気実験
3.2.1 酸性化
図3〜846 日間の連続ばっ気実験における各サンプルの化学性および鉄酸化細菌数の変化を図に示した．今回，底泥の酸性化抑制の添加資材として，3 種の有機酸を用いたが，酸性化抑制
図 3）．しかし，木酢液処理区（④）では，酸性化の促進効果効果はほとんどみられなかった（図図 3）．滅菌無添加区（②）は，ばっ気開始から終了時まで中性を維持していが若干みられた（図た一方，非滅菌無添加区（①）は，ばっ気開始から連続的に酸性化し，測定終了までに pH7 か

図 3 pH の変化
Fig. 3 Changes in pH− 105 −図 4 電気伝導度の変化
Fig. 4 Changes in electric conductivity

図 5 鉄酸化細菌数の変化
Fig. 5 Changes in number of iron-oxidizing bacteria

ら 5 まで低下した．これより，微生物が存在する条件下では，本供試土は少なくとも 46 日間でpH が 2 低下するほど酸性化しており，この土壌の酸性化における微生物の関与が認められた．
しかし，添加処理区（③〜⑤）と非滅菌無添加区（①）との間には pH の変化に大きな差はな
く，添加物による土壌酸性化に関わる微生物への大きな影響はなかったと考えられた．今回測定した微生物は，独立栄養細菌である鉄酸化細菌群であるが，その細菌数の変化には大差はな
図 5）．その中で，木酢液処理区（④）だけは最く，実験期間中の細菌数は極めて少なかった（図終測定日に急激な増殖が認められ，木酢液が鉄酸化細菌の増殖を促進していた可能性を示していた．
これらの結果から，本供試土において土壌を酸性化させていた細菌は上野ら（2002）が児島湖底泥や中海干拓地土壌において観察していた細菌とは異なる可能性が高いと考えられた．潮間泥干潟から分離された土壌の酸性化を促進する細菌としては，独立栄養細菌である
Thiomicrospira 属の報告がある（Brinkhoff T.et al, 1999）．また，独立栄養細菌のほかに，酸性化に関わる従属栄養細菌の検討も必要である．大都市河口域に堆積する底泥には多量の難分解性の有機物が含まれているため，従属栄養細菌群の働きを把握することは浄化の面でも重要である．この問題を含め，本供試土の酸性化に関与する微生物種についての単離・同定は今後の最大の課題である．

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図 6 酸化還元電位の変化
Fig. 6 Changes in oxidation-reduction potential

図 7 溶存酸素濃度の変化
Fig. 7 Changes in dissolved oxygen

3.2.2 ORP，DO，溶存物質
ORP の全体的な変動としては，ばっ気開始後より酸化還元電位が上昇し，最終的には-250mv
図 6）．滅菌無添加処理区（②）における値の上昇程度は他にから +400mV 程度にまでなった（図比べると低く，非滅菌無添加処理区（①）は滅菌無添加処理区（②）よりも高い値ではあったが，他の添加処理区（③〜⑤）と比較すると上昇は抑制されていた．添加剤の中では，竹酢液処理区（③）において最も ORP 値が上昇しており，他との違いが生じていた．また，何れもの添加処理区も，46 日目で無添加処理区との差が大きくなり，酸化的環境により傾く結果となっていた．DO の変動は，いずれも 12 日目までにほぼ 0mg ／ L まで低下し，実験初期から貧酸素
図 7）．今回は微生物数が極めて少なかったことから（図図 5），状態になっていたと考えられた（図その増殖と溶存酸素の消費や ORP との関係は考察できなかったが，実験開始初期および終了以降におけるサンプル内での状態変化と微生物との関わりを把握することが重要と考えられた．
図 8），この時の各イオン濃度の変化では，46 日目に各処理区における濃度の低下がみられ（図図 4）．現段階ではこの現象についての説明はできないが，サンEC はわずかに上昇していた（図プルの水分蒸発に伴う析出や水酸化物の沈殿によるものと推察される．滅菌無添加処理区（②）
における硫酸イオン濃度に注目すると，他の処理区と同程度の値で同様の変動をしていた．こ図 3），硫酸イオンの濃度上昇は反映されていなの処理区の pH は終始 7 付近で安定しており（図かった．この土壌はオートクレーブ処理により微生物活性はほぼ失われていたと判断できるた− 107 −

図 8 各イオン濃度の変化
Fig. 8 Changes in concentration of some ions

め，この処理区での硫酸イオンの増加は純化学的な硫化物と酸素における反応によるものであり，この処理区にはこれを相殺する物質が存在していたと考えられた．今回は，これ以外にもF や NO2，Br，NO3，Li を測定したが，何れも検出されなかった．今後は，添加した有機酸の組成や時間経過に伴うこれらの変化を含めた解析が必要である．

4. おわりに本研究から，庄内川流域に堆積する底泥は，海水の遡上が確認された河口から 5.5km 地点以下の下流域に向かってその潜在的酸性度が上昇していた．最終河口域である藤前干潟に堆積している土壌の一部は，潜在的酸性硫酸塩土壌と判断できるものであった．この土壌を用いたばっ気試験を行った結果，酸性化抑制効果のある添加資材の抽出は行うことができなかったが，木酢液には鉄酸化細菌の増殖促進や酸性化の促進効果がある可能性が認められた．本供試土においては土壌の酸性化に微生物の関与が考えられたが，その微生物が Thiobacillus ferrooxidans である可能性は低く，他のThiobacillus 属や Thiomicrospira 属および他の従属栄養細菌を含めた幅広い検討を改めて行う必要がある．今後は微生物の生息空間の指標となる土壌の粒度分布の把握も併せ，添加剤の濃度や種を再検討し，庄内川流域の有機物分解および硫化物の酸化還元における微生物の挙動を把握し，底泥酸性化の抑制や浄化に役立つ情報を得たい．

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謝辞
本研究を実施にあたり，（財）日比科学技術振興財団および中部大学環境総合研究センターからの研究助成金の援助を得た．また，現場での土壌採取においては中部大学応用生物学部環境生物科学科の寺井研究室の助力を得た．ここに記して深謝する．

引用文献
1）Brinkhoff T., Kueveret J., Muyzer G., Den Burg, Wirsen C., O., (1999) Thiomicrospira kuenenii sp.
nov. and Thiomicrospira frisia sp. nov., two mesophilic obligately chemolithoautotrophic sulfurzoxidizing bacteria isolated from an intertidal mud flat, Int. J. Syst Bacteriol.49(2):385-392.
2）広吉直樹・恒川昌美・平島剛・高森隆勝（1992）Thiobacillus ferrooxidans による黄銅鉱精鉱の微生物学的浸出に及ぼすりん脂質の影響.資源と素材，108（2）： 129-133.
3）勝俣宏行・吉田冨男（1992）酸性硫酸塩土壌におけるパイライトの微生物的酸化と有機物添加の影響，土と微生物，40： 9-16．
4）Pichtel, J. R. and Dick, W. A. (1991a) Sulfur iron and solid phase transformations during thebiological oxidation of pyretic mine spoil, Soil Biol. Biochem., 23, 101-107.
5）Pichtel, J. R. and Dick, W. A. (1991b) Influence of biological inhibitors on the oxidation of pyreticmine spoil, Soil Biol. Biochem., 23： 109-116.
6）Sasaki, K., Tusnekawa, M., Tanaka, S., Fukushima, M. and Kanno, H. （1999）Inhibiting Effect ofNatural Organic Acids on Microbially Mediated Dissolution of Pyrite in Acidic Environments.
Shigen-to-Sozai, 115（4）： 233-239.
7）田野達男・杉尾剛（1993）Thiobacillus ferrooxidans と T. thiooxidans の分離，培養および同定．
資源と素材，109： 553-557.
8）上野薫・足立忠司・成岡市（2003）酸性硫酸塩土壌の水分状態が土壌呼吸活性に及ぼす影

響．土壌の物理性，93： 35-45.

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