第3章

森林生態系における酸の挙動

第３章

森林生態系における酸の挙動 ● 目次

狛江研究所大気科学部

上席研究員

佐藤一男

狛江研究所大気科学部

主任研究員

高橋章

狛江研究所大気科学部

主任研究員

若松孝志

３−１

森林への酸の総沈着量 …………………………………………………………………………………………………… 35

３−２

土壌−植生系における酸の収支 ………………………………………………………………………………………… 37３−３臨界負荷量とアルミニウムの化学 ……………………………………………………………………………………… 40

コラム２：窒素飽和の功罪 ………………………………………………………………………………………………………… 44

佐藤 一男（1982年入所）
石炭灰埋立地の環境影響評価，酸性雨の土壌影響評価を行ってきた。現在は，森林生態系の物質循環の研究に取り組んでいる。

若松 孝志（1996年入所）
酸性雨の土壌影響を評価するため，森林土壌における酸の収支の評価を行ってきた。現
在は，森林生態系の物質循環の研究に取り組んでいる。

34

高橋章（1988年入所）
酸性雨のモニタリング，酸性物質の乾性沈着に関する研究に従事してきた。現在は，森林への化学物質の沈着量評価の研究に取り組んでいる。

３−１

森林への酸の総沈着量

3-1-1 はじめにN

群馬県

わが国の国土は，その約７割が森林に覆われている。
このため酸性雨による環境影響の中では，森林生態系妙義山に及ぼす影響が最も重要な検討課題の一つである。

林道

酸性雨によって，はたしてどの程度の酸（H +）が森林に負荷されているのか。この問題は生態系への影響550mを評価するうえで最も基本的な問題であるが，答を得るのはそう簡単でない。H+ は降水によって森林にもた調査区

らされる（湿性沈着）ほかに，酸性ガスの形でも樹冠に沈着している（乾性沈着）。湿性沈着量は降水中の H+林外雨濃度に降水量を乗じることで推計できるのに対し，乾性沈着量を実測することは極めて難しい。このため，林内雨，樹幹流リターフォール

わが国では乾性沈着に関する研究が遅れており，沈着土壌溶液量の実態はあまり知られていなかった。

地下水

こうした背景のもと，当研究所はインフェレンシャ

600m

渓流堰

ル法と呼ばれるモデルを用いて乾性沈着量の推計を行流域の境界+ってきた。本節では，群馬県のスギ林を対象に H の総650m沈着量（湿性＋乾性）を推計した結果を紹介する。
03-1-2200m

実験林における酸性雨調査

700m

当研究所は群馬県から県有林の一部を借り受け，1996 年４月から５年間にわたって酸性雨に関する総合

図3-1-1

実験林の位置調査を実施した。調査の目的は森林生態系における酸の挙動と収支を明らかすることである。以下では借用した林地を「実験林」と呼ぶことにする。

し，その塔頂で樹冠より上の気象要素（風向，風速，実験林は群馬県妙義町の大桁県有林内に位置し，面温湿度，日射量）と大気質（SO 2，NO 2，HNO 3，HCl，積が 11.4 ha の集水域をなしている（図 3-1-1）。標高は粒子状物質）の連続観測を行った。また，タワー中間

520 〜 720 m，主な植生はスギ（63 ％），ヒノキ（27 ％），の樹冠近傍に結露計を設置し，ぬれ時間の観測を行っアカマツ（10 ％）である。集水域の出口から約 100 mた。これと併行して，胸高直径が平均的なスギ５本を上流に入ったスギの一斉林内に，20 m × 60 m の調査区選び，林内雨と樹幹流の採取を行った。林外雨は集水を設定し，集中観測を実施した。調査区内のスギ個体域出口の平坦地で採取した。土壌溶液や植生調査の概数は 127 本，樹齢は 39 年，樹高は約 20 m，平均胸高直要は 3-2 を参照されたい。以下に述べる解析では 1997 年

径は 23.7 cm であった。

10 月〜 1998 年９月の１年間のデータセットを用いた。

調査区のほぼ中央に高さ約 30 m の観測タワーを設置

電中研レビュー No.43 ● 35

も可能である。

3-1-3

SO2 の乾性沈着に及ぼす葉面のぬれ効果推定方法の概要は以下の通りであるº。一般に，大気中のガス状物質の乾性沈着量 F は，大気中の濃度 C と沈着速度 Vd の積の形で推定される。

はじめに代表的な酸性ガスである SO2 の乾性沈着について検討した¸。SO2 は水に対する溶解性が比較的高い。

F ＝ Vd C（3.1）

このため森林への乾性沈着量は，葉面のぬれ具合によって大きく変動することが予想される¹。図 3-1-2（下）大気から沈着面までを３つの輸送過程でモデル化するは結露計で観測した月ごとのぬれ時間の割合を示す。と，Vd は各過程での沈着抵抗の和の逆数で表される。

ぬれ時間は冬季から夏季かけて増大する傾向が認めら
Vd ＝（Ra ＋Rb ＋Rc）− 1

れた。観測期間を寒候季（10 月〜３月）と暖候季（４（3.2）

月〜９月）に分けると，寒候季のぬれ時間はわずか17 ％であったの対し，暖候季は 60 ％に及んだ。このよ

ここで，Ra ：空力学的抵抗，Rb ：準層流抵抗，Rc ：表

うに観測地点のスギ林は，暖候季に極めて湿潤な状況面抵抗である。インフェレンシャル法では，気象デーにあることが分かった。こうしたぬれ時間の変動が SO2タなどから各沈着抵抗を算出し，沈着速度の推定を行ºの乾性沈着量に及ぼす影響をインフェレンシャル法 をう。
この沈着速度に対するぬれの影響を調べるため，こ用いて評価した。
インフェレンシャル法は乾性沈着のプロセスを比較

こではぬれ効果なし（ケース１）とぬれ効果あり（ケ的簡易なモデルで表現し，気象データや濃度データをース２）の２ケースについて沈着速度を計算した。ケ用いて，対象成分の乾性沈着量を推定するものである。

ース２では，結露計がぬれを検出した期間は R c を構成

既存の気象や濃度のデータを利用すれば，新たなデーする抵抗の１つであるクチクラ抵抗 Rcut の値を０とした。

タの取得は不要であり，また全国規模の沈着量の推定

その結果，ケース１では沈着速度は寒候季，暖候季のともに 0.32 cm s − 1（平均値）となった。一方，ケース２

観測時間に対するぬれ時間の割合（％）

相対湿度
降水量

600

8060400
40200の場合はケース 1 よりも寒候季に約２倍（0.62 cm s − 1），100相対湿度（％）

降水量（mm）

800

2000100

暖候季に約３倍（1.03 cm s − 1）に増大した。
こうした沈着速度の増大は，当然，乾性沈着量の増大をもたらす。図 3-1-3 は算出した沈着速度に大気中のSO2 濃度を乗じて SO2 の乾性沈着量を推計した結果である。図では各月の積算値を示した。ケース１の場合，SO 2 の年間沈着量は 0.15 keq ha − 1 となったのに対し，9080

ケース２では 0.22 keq ha − 1 となり，ぬれを考慮するこ70とにより 1.5 倍に増大した。一方，図中の点線は SO 42 −60のネット林内沈量（NTF）を表す。NTF とは，林内雨5040による沈着量（TF）と樹幹流による沈着量（SF）の和30から，林外雨による沈着量（PD）を差し引いたもので20ある。樹冠に沈着した SO 2 はすべて H 2SO 4 に変換され，100

Oct Nov Dec Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep'97'98

降雨時に SO 42 −の形で林床に降ると仮定すれば，NTFは対象期間の積算乾性沈着量に相当する »〜½。図 3-1-3に示したように年間の NTF は 0.25 keq ha − 1 であり，ケ

図3-1-236

スギ林におけるぬれ時間（下段）および降水量，相対湿度の観測結果（上段）ース２の推計結果はこの値にほぼ一致した。
以上の結果から，湿潤な気候条件に立地するわが国

表3-1-1
SO2，SO42−の積算沈着量（keq ha−1）

0.3

スギ林へのH＋の湿性・乾性沈着量（keq ha−1 yr−1）

ケース１（計算値，ぬれ効果なし）
ケース２（計算値，ぬれ効果あり）
SO42−ネット林内沈着量（観測値）
総沈着量1.240.2

湿性沈着量
0.52

乾性沈着量
0.72
SO214%

HNO319%

NO26%

HCl19%

はすべて H 2SO 4 と HNO 3 に変換されると仮定した。H +の湿性沈着量は，林外雨の観測結果から算出した。

0.1

推定された H+ の総沈着量は 1.24 keq ha − 1 yr − 1 となった（表 3-1-1）。この値は欧米の森林での沈着量に匹敵するものである¿〜Á。総沈着量に占める乾性沈着量の0Oct Nov Dec Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep'97'98

割合は 58 ％であり，湿性沈着量を上回った。４種のガス成分の中では HCl の寄与が最大（19 ％）であった。

図3-1-3推定したSO2の乾性沈着量とSO42− のネット林内沈着量の比較（積算値）

こうした高い寄与率は欧米では報告例がない。HCl の寄与が高くなった原因は，HCl の沈着速度が大きいことに加え，大気中の HCl 濃度が SO2 や HNO3 に匹敵するレベの森林においては，SO2 の乾性沈着量は葉面のぬれの影響を大きく受けること，Rcut の値を０とすることでぬれ効果を考慮できることがわかった。

ルにあったためである。
その背景には関東地方の煙源の特異性がある。一般に，HCl の主要な排出源は焼却場と考えられている Â 。
関東全域では，ごみ焼却場の HCl 排出量は 30 〜 40 kt

3-1-4

yr − 1 にのぼる ¾Ã 。この値は，同地域における SO 2 や酸の総沈着量

NO x の排出量（当量ベース）と同じオーダーである ¾ 。
つぎに SO 2 以外の酸性ガス（NO 2，HNO 3，HCl）に一方，西欧諸国における HCl 排出量は SO 2 や NO x の排ついてもインフェレンシャル法を用いて乾性沈着量の出量よりも約２桁小さい Â 。このように関東地方では推定を行い，森林への H + の総沈着量を評価した ¾。H +HCl の排出量が特異的に多い。このことが HCl の寄与率の乾性沈着量を計算する際，樹冠に沈着した SO2 と NO2を増大させた主要因と推定される。

３−２

土壌−植生系における酸の収支から H+ を上乗せしている「外乱」と位置づけられよう。
本節では，こうした外乱が森林生態系における H+ の3-2-1 はじめに収支にどの程度影響を及ぼしているかについて，前節+

前節では大気から森林へ酸（H ）が沈着するメカニズムと年間の総沈着量について述べた。こうした H+ のと同じ群馬県の実験林（スギ林）を対象に評価した結果Äを紹介する。

負荷が仮になくても，森林生態系の内部では自然のプロセスで H+ がつねに生産されている。NH4+ の硝化，植3-2-2酸の収支の推定方法

生による陽イオン吸収，土壌中の CO2，土壌有機酸などがそのメカニズムである。したがって，酸性雨は外部

欧米では 1980 年代から H + 収支の研究が行われてき電中研レビュー No.43 ● 37

た ÅÆ。それらの多くは流域全体を対象としたものであ湿性＋乾性

るが，酸性雨が土壌の酸性化や養分循環に及ぼす影響

NH4＋1.0を評価するには，土壌−植生系に焦点を当てることがNO3−
1.10.2必要である。本研究では土壌−植生系をA樹体，B土スギ樹体

壌表層（落葉層＋０〜 10 cm），C土壌下層（10 〜 100cm）の３つのコンパートメントに分け，それぞれの H+林内雨＋樹幹流

リターフォール

NH4＋0.8

収支を推定した。これにより土壌−植生系内部での H +NO3−
1.2

循環の様子を可視化することができる。
落葉層＋
表層10cm

野外観測のうち，林外雨，林内雨，樹幹流は 3-1 で述

土壌液相

0.4

3.5
NH4＋0.03

べた通りである。これらに加え，土壌溶液（深さ 10，100 cm）とリターフォールの通年観測を行った。また吸収

土壌固相浸透水NO3− 5.03.4

樹体への元素の蓄積量を推定するため，大・中・小の下層10〜100cm３本のスギを伐倒し，化学分析を行った。以上のデー

土壌液相
2.3
NH4＋0.01

タをもとに，前記の３コンパートメントにおける各種イオン（Ca2+，Mg2+，K+，Na+，NH4+，SO42 −，NO3 −，浸透水
NO3− 3.90.8（100〜130 cm）

Cl −，HCO3 −，orgn −）の収支をそれぞれ算定し，その結果に基づき H+ 収支を推定した。その際，つぎの仮定

図3-2-1を設けた。∏樹木が根から陽イオンを吸収した場合は，土壌−植生系における窒素の収支（単位：kmol ha−1 yr−1）

当量の H+ が根から放出される（陰イオンが吸収された場合は H+ が消費される），π土壌から陽イオンが溶出した場合は，当量の H+ が消費される（陰イオンが溶出し表層から流入した NO3 −との合量は樹木によって完全にた場合は H+ が供給される），∫樹木が根から吸収する窒は吸収されず，3.9 kmol ha − 1 yr − 1 が系外に流出してい素はすべて NO3 −の形態とする。最後の仮定は，土壌溶る。

−液中の窒素は 97 ％以上が NO3 であったという観測結果

窒素が植生によって十分に吸収されずに，根域土壌に基づいている。大気からの H + の総沈着量は 3-1 で推層から流出している状態を「窒素飽和」と呼び，欧米定した値を用いた。

では陸水酸性化の原因として問題視されている（コラ以下では，イオンの収支の例として窒素と塩基の収ム 2 参照）。

+支を紹介し，最後に H 収支の推定結果について述べる。

3-2-4塩基の収支

3-2-3 窒素の収支
図 3 - 2 - 2 は 土 壌 − 植 生 系 に お け る 塩 基 （ C a 2+ ＋
図 3-2-1 は土壌−植生系における窒素の収支を示す。

Mg2+ ＋ K+ ＋ Na+）の収支を示す。前記にならって要約

図の要旨はつぎの通りである。∏大気からの総沈着量

するとつぎの通りである。∏大気からの総沈着量は 0.7

は 2.1 kmol ha − 1 yr − 1 であり，ほぼ同量が林内雨と樹幹

keq ha − 1 yr − 1 であり，これに樹冠からの溶脱が加わっ流によって林床に負荷されている。π樹木による全吸て，2.4 keq ha − 1 yr − 1 の塩基が林床に負荷されている。

収量は 4.9 kmol ha − 1 yr − 1 であり，その 90 ％がリター

π樹木による吸収量は 10.8 keq ha − 1 yr − 1 であり，そのフォールとして林床に還元されている。∫林内雨が土93 ％がリターフォールと樹冠溶脱により林床に還元さ壌表層を浸透する間に，NO3 −フラックスが著しく増大れている。∫林内雨が土壌表層を浸透する間に，塩基している（増分： 3.8 kmol ha−1yr−1）。これは主に有+のフラックスが著しく増大している（増分： 4.8 keq

機態窒素の無機化による NH4 の生成とその硝化に起因

ha − 1 yr − 1 ）。これは土壌固相からの供給に起因する。

する。ªこうした NO 3 − の生成は土壌下層でも起こり，ªこうした供給は土壌下層でも起こり，表層から流入

38

湿性＋乾性0.7

スギ樹体
林内雨＋樹幹流

リターフォール
8.4

2.4
吸収

1.6
1.0
土壌液相

落葉層＋表層10cm
5.6

浸透水
7.2

土壌固相

土壌液相

下層
10〜100cm
6.1

浸透水
5.3

8.0
1.8

（100〜130cm）

図3-2-2土壌−植生系における塩基の収支（単位：keq ha−1 yr−1）した塩基との合量は 13.3 keq ha − 1 yr − 1 に達する。その生の塩基吸収に起因する。供給された H+ は，土壌からうち 60 ％は樹木に吸収され，40 ％は系外に流出していの塩基放出と植生の NO3 −吸収によって完全に中和される。ºその結果，この土壌−植生系では 4.6 keq ha − 1ている。

yr−1

大気由来の H+ 量をA酸性雨（湿性＋乾性），B樹冠での塩基が正味で流亡している。

以下で述べるが，土壌から多量の塩基が溶出していの NH4+ 吸収，C大気由来の NH4+ の硝化による H+ 負荷ることが，土壌浸透水の酸性化を阻止しているのであ量の合計とみなせば，その値は 3.1 keq ha − 1 yr − 1 である。

る。

これに対し，土壌−植生系の内部では 15.9 keq ha − 1 yr − 1の H+ が生産されている。大気由来のじつに 5.2 倍である。
換言すれば，H+ の全供給量に対する大気降下物の寄与

3-2-5 H+ の収支は 16 ％となる。
+図 3-2-3 は土壌−植生系における H の収支を示す。

森林生態系はこうした外乱を系内の物質循環のプロ図の要旨はつぎの通りである。∏大気から樹冠への総セスに取り込んで，完全に消化吸収し，系外への流出沈着量は 1.2 keq ha − 1 yr − 1 であり，内訳は湿性 42 ％，（土壌浸透水の酸性化）を防いでいる。その担い手は土乾性 58 ％である（3-1 参照）。樹冠では塩基溶脱による壌による豊富な塩基の放出である。おそらく，外乱が+中和が起こり，林床に到達する前に大部分の H が消失加わった分だけ，鉱物風化による塩基供給量は増大ししている。π厚さがわずか 10 cm の土壌表層で 6.7 keqただろう。大気降下物による H+ 負荷量が現在のレベル

ha − 1 yr − 1 の H + が生産されている。その 76 ％は NH 4+を推移するならば，こうしたバランスは維持されるだの硝化に由来し，とりわけ土壌有機物由来の NH4+ の寄ろう。仮に将来，塩基の放出で賄いきれないほど H+ 負与が大きい。供給された H+ は土壌からの塩基放出など荷量が増大すると，系外への流出が不可避となる。そによって完全に中和されている。∫土壌下層におけるうした H+ 負荷量は「臨界負荷量」と呼ばれている。

全生産量は 10.5 keq ha − 1 yr − 1 であり，その 76 ％は植

電中研レビュー No.43 ● 39

湿性＋乾性
1.2
NH4＋吸収0.2
有機アニオン溶脱0.3a) 大気由来のNH4＋の硝化

樹冠
塩基溶脱1.6b) 土壌有機物由来のNH4＋の硝化

林内雨＋樹幹流
0.2
硝化a 1.6
吸収硝化b 3.5
CO2 解離0.1
落葉層＋
表層10cm無機アニオン放出0.4

土壌液相塩基1.0
硝酸イオン0.4

塩基放出5.9

無機アニオン0.1

土壌固相
無機アニオン吸着0.5

浸透水0.02

硝化b 2.3
塩基8.0
下層10〜100cm

CO2 解離0.2
土壌液相
塩基放出
6.1

無機アニオン吸着
0.2
H＋の供給

図3-2-3３−３

硝酸イオン3.4

浸透水0.01

無機アニオン0.8

H＋の消費

土壌−植生系におけるH＋の収支（単位：keq ha−1 yr−1）

臨界負荷量とアルミニウムの化学調印されたÈ。その時期，わが国でも臨界負荷量は酸性

3-3-1 はじめに雨研究のキーワードの 1 つとなりつつあった。ところが，1996 年に臨界負荷量の科学的妥当性について数多くの臨界負荷量（critical load）の概念は 1980 年代中ごろ問題点を指摘する論文Éがお膝元のヨーロッパで発表さにヨーロッパで創出されたÇ。1990 年代初頭にはヨーロれた。わが国でもそれを追認する論文Êが出された。つッパ全域を網羅する臨界負荷量のマップが作成され，いには，アジアを舞台とした RAINS-Asia プロジェクト

それに基づく国際交渉によって二酸化硫黄の排出量削の 1998 年ワークショップにおいて，今後は臨界負荷量減に関する第 2 次議定書（オスロ議定書）が 1994 年にという用語を用いないことが合意されるに至ったÊ。

40

このように臨界負荷量に対する評価はこの 10 年間でこうした臨界負荷量の推定方法に対し，数多くの問めまぐるしく変遷した。批判の主旨は，用いられた推題点が指摘されている。その一例Éを表 3-3-1 に示した。

定方法（モデル）が複雑な森林生態系をあまりにも単これらの指摘はどれももっともである。しかし，Al が純化しているため，推定された「臨界負荷量」は真の樹木根に有害であることは事実である。また土壌溶液

意味での臨界負荷量ではあり得ないというものである。の BC/Al 比が低下すると，樹木の生長が阻害されるこ

これは正鵠を射たものであるが，森林生態系を忠実にとも実験で証明されているÌ。しがたって，定常物質収再現するモデルを開発することはほとんど不可能であ支モデルで推定される「臨界負荷量」を全面的に否定ろう。とすれば，いろいろな切り口で生態系を多面的する必要はないだろう。少なくとも森林衰退のリスクに捉えることが必要であり，いわゆる臨界負荷量もそを表す一つの指標であり得る。の一つである得る。こうした視点に立ち，当研究所でも臨界負荷量に関わる研究を進めてきた。

3-3-3

当研究所の取り組み

本節ではヨーロッパで採用された臨界負荷量の推定方法とその問題点について述べ，当研究所が行ってきた研究の一部を紹介する。

以下では当研究所が進めてきた研究のうち，広島県の林地の土壌溶液における Al の形態と BC/Al 比の調査結果，および H+ の許容沈着量の試算結果を紹介する。

3-3-2 臨界負荷量の推定方法とその問題点_

土壌溶液における Al の形態

ヨーロッパでは定常物質収支モデルと呼ばれる方法

森林の土壌溶液においては，Al は Al3+ のほかに各種で臨界負荷量が数値化された ÈË 。基本的な考え方は，の無機錯体や有機錯体の形で，また多核体としても存森林生態系に被害が現れない範囲で最も土壌の酸性化在し得る。これらのうち植物毒性の中心は Al 3+ であり，が進んだ状態を臨界状態と定義し，ある１つの化学的有機錯体の毒性はきわめて弱いといわれているÍ。
図 3-3-1 は酸性岩（花崗岩，流紋岩）を母材とする土指標を用いて臨界状態を表わす。前記モデルでは，土2+2++壌溶液中の塩基（BC ＝ Ca ＋ Mg ＋ K ）と Al のモル壌が分布する広島県南部の 25 地点における土壌溶液の濃度比 BC/Al が化学的指標とされた。樹木にとって塩pH と Al の形態を示す。地点番号に下に植生を示した。

基は栄養成分，Al は有害成分であるから，両者の濃度

土壌溶液はその樹種の樹冠下でポーラスカップ法Îで採比が小さいほど樹木の生長は阻害されるÌ。BC/Al 比の取した。深さは 50 cm（根域）である。Al は高速液体

閾値は苗木を用いた実験結果から 1 とされた。また，土クロマトグラフ／ルモガリオン蛍光法Ïで定量した単核壌溶液中の Al 濃度はギプサイトの溶解平衡で規定されAl（Alm）である。棒グラフがない地点では Alm は検出ると仮定された。

されなかった。
Alm 濃度は地点によってかなり異なっていたが，概し表3-3-1

定常物質収支モデルによる臨界荷量推定の問題点

土壌の非定常性・土壌はフィールド条件下では定常状態にない
・評価地点の履歴や季節変化などを考慮できる非定常モデルによる評価のほうがより現実的な解を与える
生物指標
・樹木を単一の指標とすることは疑問
・樹木根に養分を供給する菌根菌，植物死骸の分解者であるミミズ，大気質に敏感な地衣類なども指標となり得る
化学的指標
・BC/Al比が植物の生長を支配する唯一の土壌特性ではない（温度，湿度，窒素やリンの濃度なども重要）・根の塩基吸収に及ぼすAlの影響はフィールド条件では未解明
・BC/Al比は季節的にも空間的にも大きく変動するから，閾値を１に固定するのは不適当
・Al濃度がギプサイトの溶解平衡で規定されるとする仮定は非現実的文献18をもとに作成て pH が低い地点で高かった。Alm の形態も地点間の差が大きく，すべてが有機態 Alm の地点もあれば，No.23地点のようにすべてが無機態 Alm の地点もあった。この結果から，Al 濃度が同じでも，樹木根に対する有害性は相違し得ることが理解できる。

`BC/Al 比
図 3-3-2 は同地点における BC/Al 比を示す。分母のAl には，植物毒性が強い Al3+ とその加水分解種の総和（Alf ＝ Al3+ ＋ AlOH2+ ＋ Al（OH）2+ ＋ Al（OH）30），およびICP 発光分析法で定量された全 Al（Alt）の２種類をと

電中研レビュー No.43 ● 41

720

Al3＋6

AlOH2＋15

Al(OH)2＋5pH

Alm濃度（μmol L−1）

25Al(OH)30
AlF2＋10

AlSO4＋45

有機態AlpH30１ ２ ３ ４ ５ ６ ７ ８ ９ 10 1112 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 2324 25︵ ︵︵ ︵︵ ︵︵ ︵ ︵︵ ︵︵︵︵︵ ︵︵︵︵︵ ︵︵︵︵︵ヒ ヒク クア ヒス ク スク アヒアアダ ヒススヒア スアスヒクノ ノヌ ヌカ ノギ ヌ ギヌ カノカカケ ノギギノカ ギカギノリ
キ キギ ギマ キ︶ ギ ︶ギ マキママカ キ︶︶キマ ︶マ︶キ︶︶ ︶︶ ︶ツ ︶ ︶ ︶ ツ︶ツツン ︶︶ツ ツ ︶︶︶ ︶︶バ︶ ︶︶図3-3-1

森林の土壌溶液におけるAlmの濃度と形態（深さ50cm）

1000

BC/Al比10010AlfAlt
1１ ２ ３ ４ ５ ６ ７８ ９ 10 1112 131415 1617 1819 2021 22 23 2425

図3-3-2森林の土壌溶液のBC/Al比（深さ50cm）

った。Al t には Al m のほかに多核 Al 種が含まれる。Al f

ロットして求められたものであるÌ。Al の内容についてが不検出であった 10 地点は BC/Alt のみを示した。

は記述がないため Alt が用いられたと推定されるが，植Alf は Alt の一部であるから，BC/Alf は BC/Alt よりも物毒性との関係があいまいである。今後，BC/Alf あるつねに大きくなる。Alf が検出された 15 地点についてみいは BC/無機態 Alm を指標とした場合の閾値が解明されると BC/Alf の方が 1.3 〜 6.8 倍（平均 3.5 倍）大きかった。

ることを期待したい。さらに，5-2 で述べるが，樹種に逆に BC/Alt は BC/Al の最小値である。その値は 1.5 〜よる閾値の違いについても検討が必要である。

440 の範囲にあり，いずれの地点もヨーロッパでの閾値１を上回った。

a

酸の許容沈着量の試算

この閾値は，苗木を用いた膨大な数の実験結果を既BC/Alt を指標とし，その閾値を１とした場合，上記往文献から蒐集し，BC/Al 比と相対生長率の関係をプの 25 地点はいずれも臨界状態に到達していない。では，

42

今後大気からどの程度の H+ が上乗せされたら臨界に達成６〜９年度の平均値）である。乾性沈着量もそれと同するであろうか。図 3-3-3 はその値を当研究所が考案しレベルと仮定すれば，現在の H+ の総沈着量は 0.710 keq

た簡易な定常物質収支モデルを用いて試算した結果でha − 1 yr − 1 のオーダーである。したがって，許容上乗せある。許容上乗せ量は 0.77 〜 15.8（幾何平均 2.90）keq

量が最も低い地点でも，現在の沈着量と同程度の上乗せ

ha − 1 yr − 1 の範囲にあった。環境庁Ðが広島県の倉橋島が許容されると推計される。

で観測した H+ の湿性沈着量は 0.355 keq ha − 1 yr − 1（平H＋の許容上乗せ量（keq ha−1 yr−1）

20151050
１ ２ ３ ４ ５ ６ ７ ８ ９ 1011 121314 15 16 1718 19 20 2122 23 24 25

図3-3-3大気からのH＋の許容上乗せ量

電中研レビュー No.43 ● 43

コラム２ 窒素飽和の功罪は起っていない（図 3-2-1 〜 3-2-3 参照）。つまり，大気降下物は森林生態系への重要な窒素の供給窒素飽和に特段の罪状は認められないのである。

源である。しかし植生が要求する以上の窒素が供給されると，余剰分が根域土壌層から下層に流出逆に陸水のアルカリ度（HCO 3 −）の形成に重要する。こうした状態は「窒素飽和」と呼ばれていな役割を果たしていることが調査の結果分かった Óる。

（功）。根域土壌層から流出した NO3 −は下層土壌を浸透して地下水帯に流入する。そこで NO3 −は著し

欧米のいくつかの生態系では，過剰な窒素の負−荷により，根域土壌層から NO3 が流出しているÑÒく減少し，その減少量に見合う量の HCO3 −が生じ。

NO3 −は陰イオンであるから，陽イオンを同伴してていることが分かった（図１）。こうした量論関係行動する。欧米で問題になっているのは，同伴陽は，地下水帯で微生物による脱窒（次式）が起っ+ていると考えれば説明がつく。

イオンが H や Al であり，土壌浸透水の酸性化をもたらしている点である（罪）。これは土壌が酸中和

4NO3 −＋ 5CH2O → 4HCO3 −＋ 2N2 ＋ CO2 ＋ 3H2O能力に乏しいことに起因する。したがって，浸透水の酸性化は NO3 −に限らず SO42 −や Cl −が大量に負荷された場合でも起こり得る。

この反応が起れば，地下水中の硝酸態窒素の安定同位体比（δ15N）が上昇する。実際，地下水の群馬県の実験林（スギ林）でも，土壌−植生系−から NO3 が流出しており，飽和状態になっている。

δ15N 値は土壌溶液に比べて３〜４パーミル上昇ししかし土壌から十分な塩基の供給があるため，塩ており，HCO 3 −の生成は脱窒に起因することが裏基（主に Ca2＋−+づけられた。

）が NO3 に同伴し，H や Al の流出

pH
8.0

7.0

6.0

5.0

4.0

3.0
林外雨

pH
林内雨
10cm
土壌
溶液

30cm
50cm
100cm

地下水
渓流水
1000

800

600

400

200

00200

陽イオン濃度（μeq L−1）

H＋

44

Mg2＋K＋

400

600

800

1000

陰イオン濃度（μeq L−1）

NH4＋

Ca2＋

Na＋

Cl−

SO42−

NO3−

図１

群馬県のスギ林における降水と陸水の年平均化学組成

HCO3−