567

第８部門
環 境 保 全川崎 晃 1・前田守弘 2・原田久富美 3・河野憲治 4
1 ．重金属および微量元素等
1）土壌
わが国の土壌 1530 点の分析結果から， Cd 濃度の中央値は 0.27 mg kg― 1 ， 95 ％信頼区間は 0.06～1.09 mg kg― 1
であることが示された（山崎ら，2009）．農地表層土の Cu,
Zn, Cd, Pb, U 等の濃度は下層土より有意に高く，農業活動による影響が示唆された（木村ら，2008a）．非汚染水田において，年間約 3 g ha― 1 の Cd が持ち込まれていると見積もられた（Yada et al., 2008）．わが国の農地土壌の Se 濃度
は幾何平均で 0.43 mg kg― 1 であり，土壌の有機炭素含量と相関があった（Yamada et al., 2009）．土壌中の Br をアルカリ抽出し， 3 ―ペンタノン誘導体にして HPLC で定量する手法が開発された（山田ら，2010）．
Se および Sb の土壌の固相―液相間での分配係数はリン酸の影響を受け，可給態リン酸が多く，リン酸吸収係数の小さい土壌において，Se の可給性が高まった（Nakamaru．アロフェン質黒ボク土への As の吸着
and Sekine, 2008）
は，ヒ酸（V）が配位子交換反応を伴う内圏錯体の形であるのに対し，亜ヒ酸（III）は別の機構であると考えられた（Saeki, 2008b）．吸着等温式から推定される各種イオンの吸着親和性は ,F（―I）≫ P（V）＞ Se（IV）＞ Mo（VI）≧ As（V）≫ Se（VI）≧ Cr（VI）≧硝酸イオンの順であった（Saeki, 2008a）．土壌溶液中のフッ化物イオンは，低pH 領域において Al と可溶性の錯体を形成していると考えられた（Oh and Saeki, 2009）．腐植酸に対する重金属の吸2+2+
着親和性は，Zn ＞ Cd ＞ Co2+ ＞ Ni2+ ≫ Ca2+ の順であった（Saeki and Kunito, 2009）．
火山砕屑物中の Fe や Mg は重鉱物に多く含まれていた（Mizuno et al., 2008）．噴出年代の異なる火山灰が堆積している地層の Hg 濃度プロファイルから，大気降下物由来の．
Hg 量の履歴を探る試みがなされた（Hobara et al., 2009）
根圏の土壌溶液には高分子量の溶存有機物が多く，溶存有機物と結合していた金属の溶出が促進されていると考えられた（Takeda et al., 2009）．Cd により土壌中のプロテアー
ゼ活性は阻害されるが，アロフェン質粘土の添加によりプ
ロテアーゼが安定化した（Shahriari et al., 2010）．
鶏ふん灰の施用により，射撃場土壌中の Pb が不溶性の形態に変化することが EXAFS（広域 X 線吸収微細構造）──

農業環境技術研究所
岡山大学
3
畜産草地研究所
4広島大学
1
2

日本土壌肥料学雑誌 第 82 巻 第 6 号 p. 567～585（ 2011 ）

環

境

．鶏
分析から明らかになった（Hashimoto et al., 2009b）
ふん灰の施用と牧草栽培により，不溶性の Pb の割合が増加し，土壌の酵素活性が高まった（Hashimoto et al.,．
2009a）
ベトナム北部の紅河デルタの As 汚染は，工業由来と As
汚染地下水由来であり（Phuong et al., 2008），他の重金属についても工業由来の局所汚染が認められた（Phuong et．ベトナム北部の Sn， W 鉱山周辺では， As とal., 2010）．ベトナムのCu の汚染が認められた（Kien et al., 2009）
Cr 鉱山周辺の重金属汚染は，底質が流入した周辺 2 km 圏
内で認められた（Kien et al., 2010）．
――
無機態のヨウ素（I , IO3 ）は，有機物の多い土壌において，微生物活性の有無にかかわらず有機態に変化した（Yamaguchi et al., 2010）．安定同位体希釈法で求めた黒ボ
ク土の可給態 Sr は全 Sr の 15 ％程度であり， 1 M 酢安抽
出による交換態濃度より高かった（Takeda et al., 2010）．
Sr の土壌−土壌溶液分配係数は， CEC/EC 比と強熱減量に依存し，土壌に固定される Cs の割合は，土壌の粘土含量，
全炭素， pH に依存した（Ishikawa et al., 2008b）．土壌中の 137Cs と安定 Cs の比は，交換態＞有機結合態＞残渣であり，同位体平衡に達していないことが示唆された（Tsukada．大気降下物中の 137Cs の観測結果がまとめら
et al., 2008a）
れ，大陸の半乾燥地の表土が 137Cs の供給源の一つである
ことが明らかになった（Fujiwara, 2010）．
2）植物
タマネギの Cd 濃度は鱗茎の肥大率が大きいほど低下した（内山・佐野，2010）．オオムギ各品種のうち， Apam，
カ シ マ ム ギ は 地 上 部 Cd 濃 度 が 高 く， Spartan， 2727
（GRAIN）は低い傾向にあった（中山ら，2008）．ホウレン
ソウの Cd 濃度の品種間差が，「Cd 指数」と「ゆらぎ」の概念を導入してとりまとめられた（伊藤ら，2010b）．
水稲体内における Cd の挙動がとりまとめられた（石川，．玄米への Cd の移行は，葉身から篩管経由と，茎2008）
あるいは小穂での導管から篩管への転送が主要な経路であった（Yoneyama et al., 2010）．篩管液中の Cd は約 13
kDa のタンパク質または低分子の SH 化合物と結合していた（Kato et al., 2010a）．
ソルガムで観察される As 誘導クロロシスは Fe 欠乏と考えられた（Shaibur et al., 2008）．Fe 欠乏水耕液で栽培したオオムギ幼植物では， As の添加により Fe の地上部への移行量が増加した（Shaibur et al., 2009b）が， As 処理によるムギネ酸合成阻害が認められた（Shaibur et al.,
．芳香族ヒ素化合物のうち，メチルフェニルアルシ
2009a）
ン酸は玄米まで移行した（Arao et al., 2009b）．バングラデシュなど 10 か国の精米中の全ヒ素濃度分布，全ヒ素に対する無機ヒ素の割合が調査された（Meharg et al., 2009）．

568

日本土壌肥料学雑誌

第 82 巻As 集積植物のモエジマシダの As 耐性に低分子チオールの寄与が示唆された（Sakai et al., 2010）．
アーバスキュラー菌根菌の接種は，トウモロコシ地上部の Zn 濃度を高めたが， Cu 濃度には影響しなかった（荻山ら，2008b）．ベニテングダケの 25 元素の濃度（Falandysz，カラカサダケの 19 元素の濃度（Falandysz
et al., 2007）
et al., 2008）が調査された．台湾のブドウ畑において，土壌とブドウの Cu 濃度が調査された（Lai et al., 2010）．
放射性廃棄物から放出されうる 14C の作物影響評価の目的でマリーゴールド，トールフェスク，水稲による 14C―酢酸の吸収が調査された（荻山ら，2008a）．ニンジンは 14C
を経根吸収した（鈴木ら，2008a）．ハツカダイコン可食部の 14C は，添加した 14C の 0.51 ％であった（Ogiyama．水稲による 14C の吸収は，根圏で生成した
et al., 2009）14
CO2 が通気組織を経由して大気中に放出された後，同化されたことが示唆された（Ogiyama et al., 2010a）．
稲体中のヨウ素のほとんどは経根吸収であり，根の濃度が最も高く，白米が最も低かった（Tsukada et al.,．Sr の土壌から作物への移行係数は，土壌中 Sr 濃2008b）
度と作物中 Ca 濃度から推算できた（石川ら，2009）．コマツナ根圏において，土壌溶液中の Cs と Sr 濃度は時間とともに増加し， Cs には K と NH4+, Sr には Ca イオンが影響した（Takeda et al., 2008）．Cs の葉面吸収は陰イオンの影響を受け，吸収量は CsCl ＞ CsNO3 であった（Hasegawa．放射性 Cs（137Cs）の移行係数は，土壌中
et al., 2009）の K 濃度，交換性 K 濃度，安定 Cs（133Cs）の移行係数から推算できた（Ishikawa et al., 2008a）．137Cs 等の放射性核種の玄米あるいは精米への移行係数がとりまとめられた（Uchida et al., 2009）．
3）重金属汚染土壌の対策技術
わが国における農地土壌の重金属汚染の歴史と重金属対策技術がレビューされた（Arao et al., 2010）．洗浄法による水田土壌の Cd の除去には塩化第二鉄が有効であり（Makino et al., 2008），実際の適用事例が紹介された（牧野ら，2008）．Cd 汚染土壌から動電学的に Cd を除去する
技術の原理，農地への適用性と課題が紹介された（川地，．動電学的手法は Cd の浄化に有効であるが，交2008）
換性塩基の損失などの欠点も明らかになった（久保田ら，．
2009）
Cd 高吸収稲の栽培跡地でダイズを栽培すると，子実
中の Cd 濃度の有意な低減が認められ（Murakami et al.,
，長香穀 2 作後の水稲作においても Cd 濃度の有意2008）な低減が認められた（Murakami et al., 2009）．新潟の気象条件下では，Cd 吸収作物として IR― 8 が有望であった（本間ら , 2009）．西南日本においては，モーレツと IR― 8 の早期落水栽培により， Cd を効果的に吸収できた（Ibaraki．愛媛では，ケナフとマリーゴールドが Cd 浄et al., 2009）
化植物として有望と考えられた（大森，2008）．Cd 集積植物のハクサンハタザオは 2 か月で深さ 35 cm まで根が伸長し，地上部に効率的に Cd を集積した（久保田ら，2010）．

第 6 号 （ 2011 ）ベニバナボロギクは地上部に Cd を集積し（Yamato et al.,， Cd 汚染圃場において 2 作の合計量で 320 g ha― 1
2008）の Cd を吸収した（大和ら，2010）．約 100 種類の植物の中から， Cd 浄化植物としてアメリカセンダングサ，コセン
ダグサ，アオビユが選抜された（Abe et al., 2008b）．ナデ
シコ目では，アマランサス（ハゲイトウ）が Cd 浄化植物として有望であった（Watanabe et al., 2009b）．ヘビノネ
ゴザとスズシロソウの混植は，それぞれの重金属吸収に影響しなかった（Chen et al., 2009）．グンバイナズナの生育における Cd の役割について評価された（Liu et al., 2008）．
重金属耐性微生物の土壌中での生態と重金属汚染土壌の浄化への応用がとりまとめられた（國頭・松本，2010）．
北海道では，低吸収品種の選択，青未熟粒の発生抑止，出穂期後 3 週間の湛水（中津ら，2010），愛媛では，土壌，新潟でpH の調整，出穂前後 3 週間の湛水（大森，2009）は，
熔リンや多孔質ケイカルなどの資材と水管理の併用（星野ら，2008）が水稲の Cd 濃度低減対策として有効であった．水稲の Cd と As を同時にある程度抑制する水管理が検討された（Arao et al., 2009a）．0 価鉄添加による水稲の Cd
吸収抑制は，土壌中の交換態 Cd の減少と，可給性の低い
酸化物吸蔵態の増加によると考えられた（Watanabe et al.,
．非晶質鉄資材による水稲の As 害軽減は， As が2009a）
根の斑鉄と結合し，土壌溶液中の As 濃度が低下するためと考えられた（Ultra Jr et al., 2009）．台湾における水田土
壌の重金属汚染の原因，水稲による重金属吸収の品種間差
異，汚染修復法などがレビューされた（Hseu et al., 2010）．
野菜の Cd 吸収抑制技術が紹介された（荒尾，2009）．ナ
スの Cd 吸収を抑えるにはスズメノナスビを台木とするのが有効であった（Arao et al., 2008）．Cd 同位体を利用した根の Cd 吸収の評価法（Mori et al., 2009a）により，導管中の Cd 濃度を低く抑える要因は導管への積み込みの差異にあることがわかった（Mori et al., 2009b）．
遮根シートと客土の組み合わせにより，コマツナとホウ
レンソウの Cd 吸収を抑制できた（武田ら，2010）．土壌のCd 汚染が軽微であれば，アルカリ資材による土壌 pH の矯正がダイズの Cd 吸収抑制に有効であった（雄川・稲原 ,．酸化マグネシウム資材には Cd との親和性の高い2009）ものがあり（Okazaki et al., 2008）， Cd 汚染圃場栽培米の，後作のコ
Cd 濃度を有意に低減し（Kikuchi et al., 2008b）
ムギ子実 Cd の低減にも寄与した（Kikuchi et al., 2009）．
アルカリ資材を添加して土壌 pH を高めても土壌の可給性
Cd のプール（E 値）は変化しないが，土壌の固相と液相間で迅速に交換する Cd 量が減少した（Yada and Kawasaki,．Cd の E 値測定に干渉する Mo は，アルカリ共沈
2008）
法で除去できた（Kawasaki and Yada, 2008）．
土壌溶液中の Cd 濃度からシュンギクの Cd 濃度が推定できた（Kamewada and Nakayama, 2009）．土壌の Cd 濃
度と N 濃度等からホウレンソウの大まかな Cd 濃度が予測できた（砂川ら，2008）．水稲収穫 1～2 週間前の茎，葉鞘部の Cd 濃度から，収穫時の玄米 Cd 濃度を予測できるこ

第 8 部門とが示唆された（今井ら，2009）．
玄米中 Cd の分析前処理にヒートブロックが活用できた（馬場・後藤，2009）．イムノクロマト法による Cd の簡易分析法は，水稲茎葉（Abe et al., 2008a），トマト，レタス，
ダイズなど（Sasaki et al., 2009）にも適用できた．玄米および土壌中の有機 As 化合物の定量法（Baba et al., 2008），
米の形態別 As 定量法（Narukawa and Chiba, 2010）が開発された．ヒ素化合物の形態別分析に関する知見がとりまとめられた（馬場，2009）．
4）肥料，水質
家畜ふん堆肥中の肥料成分と微量元素を波長分散型蛍光 X 線分析装置で測定する手法が検討された（小宮山ら，．エネルギー分散型蛍光 X 線分析装置による堆肥分
2009）
析（松波ら，2009a）が検討され，土壌分析にも適用された（Matsunami et al., 2010）．
平成 20 年度に「汚泥肥料の規制のあり方に関する懇談会」が開催され，生産業者による品質管理の方向性などが提言された（大森・朝倉，2010）．汚泥肥料生産者向けに重金属管理手引書が作成された（農林水産省，2010）．汚泥肥料の長期連用に由来する Zn と Cu のほとんどは耕うんの範囲内に留まった（後藤ら，2008）．家畜ふん堆肥の連用は土壌の K, Mn, Fe, Cu, Zn の形態に影響し， Cu は有機態，．
Zn は無機態の割合が高まった（伊藤ら，2010a）
牛ふん堆肥や汚泥肥料の草地への施用は，牧草の Cd 濃度に影響しなかった（古館・乙部，2009）．豚ふん堆肥を
5 年間連用した圃場で栽培したコマツナは， Zn 濃度が高まったが， Cr と Mn 濃度は一定の傾向がなかった（鈴木ら，2008b）．豚ふん堆肥施用土壌で栽培したトウモロコシとサツマイモは，非可食部の Zn と Cu 濃度が高まったが，可食部には影響しなかった（Ogiyama et al., 2010b）．家畜
ふん堆肥施用区のホウレンソウは，化学肥料区より Cd 濃
度が低かった（Sato et al., 2010）．家畜ふん堆肥の 3 作連用により，ホウレンソウとカブの Cd 濃度は低下した（内藤・佐藤，2007）．牛ふん堆肥の施用により土壌中の交換態
Cd が減少し，ダイズ，ホウレンソウの Cd 濃度は低下した（吉川・瀧，2009）．オガクズ牛ふん堆肥の連用は，交換態（柿内，2009）．家畜ふん堆肥のリン酸，
Cd 濃度を低く抑えた
カリを基準に施用量を決めれば，随伴する重金属も抑えられると考えられた（松波ら，2009b）．
リン酸質肥料の連用により土壌中の U 濃度は上昇する
が，その多くは土壌有機物あるいは非晶質の Fe/Al 鉱物と結合する形態であった（Yamaguchi et al., 2009）．
粒状シリカに二酸化チタンをコーティングした触媒を用いることにより，塩酸酸性廃液の六価クロムを効率的に光触媒反応で処理できた（Saeki et al., 2010）．
愛媛県の工業都市において雨水の元素濃度が調査され，近隣起源と大気輸送起源の推定がなされた（越智ら，．
2007）
ベトナムの紅河デルタとメコンデルタにおいて，地下水
中の As 濃度と住民の頭髪中 As 濃度には正の相関が認めら

環

境

569

れた（Agusa et al., 2009）．ベトナムとカンボジアの地下水
As 汚染の実態，簡易対策，住民の健康影響等に関する調査がとりまとめられた（Agusa et al., 2010）．
5）農薬，微量有機化合物
建築廃材には防腐防蟻剤の CCA（主成分は Cr・Cu・As化合物）を含むものがあり，不適切な処理による環境汚染が懸念された（康ら，2009）．クロロホルム燻蒸による土壌殺菌は， Mn, Co, Cd の存在形態を変化させ，溶解しやす
い形態の割合を増加させた（Suda et al., 2009）．
土壌消毒が N の形態と微生物群集構造に及ぼす影響の大
きさは，蒸気消毒＞クロルピクリン＞臭化メチルの順であった（Yamamoto et al., 2008）．堆肥に残留している除草剤
成分クロピラリドに起因するミニトマト，ダイズ，サヤエ
ンドウの生育障害が認められた（佐藤ら，2010）．ヘプタク
ロルエポキシドの吸収を抑制するには，活性炭が有効であった（Murano et al., 2009）．ウリ科植物の導管液中ディルド
リン濃度は，他の植物より顕著に高かった（Murano et al.,
．キュウリ地上部のディルドリン濃度と 50 ％メタ2010）
ノール・水（v/v）抽出した土壌中濃度との間には相関があり，栽培前予測に有効と考えられた（Sakai et al., 2009）．
2 ．水質および地域環境関係
1）水質一般北海道では硝酸態窒素等による地下水汚染の防止・改善事例集が発行された（志賀・中津，2009）．そのなかで，硝酸態窒素が基準値を越えた井戸の約 8 割が年平均降水量
800 mm 以下の地域にあること，潜在的汚染リスクの高い流域では融雪水の浸透時に硝酸態窒素濃度が上昇することが報告され，緑肥やデントコーン植生帯等の効果も調べられた．滋賀県では，水稲栽培における化学肥料や農薬の削減による環境保全効果が調査され，栄養塩類・農薬の流出予測モデルが開発された（柴原，2008）．
湖沼については，霞ヶ浦，琵琶湖，印旛沼，手賀沼，児島湖，諏訪湖の水質および保全対策が比較された（田渕，2008a）．
湖沼水質保全計画では発生源毎の排出負荷量の見積もりが重要であるが，自然界に存在するバックグラウンド負荷を考慮する必要性が強調された（田渕，2008b）．
窒素汚染と有機性資源に関連した窒素負荷の関係（前田，
2007a）および問題解決のためのモデル活用の重要性等が記された（前田，2007b）．
2）栄養塩等の流出負荷（1）集水域からの流出
北海道網走川水系の 18 河川において，土地利用が水質に及ぼす影響が検討された（岡澤ら，2008）また，網走地域の河川では，畑草地面積率と硝酸態窒素濃度に高い相関がみられた（岡澤ら，2009）．標津川流域において降雨イ
ベントに伴う窒素流出を調査したところ，粒子状窒素と懸濁物質濃度は地表面流出に関連しており，硝酸態窒素は早い中間流出によって運搬されると考えられた（Jiang et al.，
．北海道 212 市町村における農地余剰リンを計算し2010）たところ， 2/3 以上で負の値から 30 kg ha― 1 であったが，

570

日本土壌肥料学雑誌

第 82 巻

畑地と畜産の混合地域では 31～72 kg ha― 1 であった．一方，河川水全リン濃度は多くの地点で 1 mg L― 1 以下であった（Woli et al., 2008）．牧之原台地では，茶園への施肥削減にともなって，周辺の茶園排水路，湧水，地下水，小河川等に水質改善がみられた（Hirono et al., 2009）．愛知では，畜産業と露地野菜栽培の盛んな赤黄色地帯の河川水をモニタリングした結果，流出窒素の由来は野菜畑の浸透水と家畜浄化槽排水であり，リンについては家畜浄化槽排水と土壌侵食を伴う表面流出であると推定された（糟谷ら，．熊野古道では，世界遺産登録前のバックグラウン
2010）
ドデータをとる目的で水環境が調査され，概ね良好な水質であった（浅岡ら，2008）．土器川扇状地では，湧水の状態
や農業用水の利用実態が調査された（山本ら，2008）．
谷津農業集水域における降雨時の硝酸態窒素流出特性が，灌漑期，直接流出，先行降水量の観点から考察された（加藤ら，2009）．水田および集約的畜産地帯において，地域の窒素・リン酸過剰条件の違いが河川水水質に及ぼす影響が比較された（Mishima et al., 2007）．千葉県野田市において，地下水，肥料，合成洗剤の窒素・硫黄安定同位体比から，各地区での硝酸態窒素汚染の原因が推定された（村松ら，．
2010）
ジャワ島では，土壌，植物，河川水中のケイ素含有量と土壌母材，土地利用との関係が調べられた（Husnain et al.,．ラオス・ビエンチャンの農業用水路を対象に，水2008）
田，宅地，その他の土地利用面積を説明変数とする，全窒素，
全リン， COD 濃度を推定する重回帰モデルが開発された（加藤ら，2008）．
（2）水田からの流出
丸亀平野二毛作水田域における湧水の硝酸態窒素濃度が調査され，冬作の施肥由来窒素が稲作灌漑期に排出されると推定された（吉川ら，2008）．八郎潟干拓地大区画水田における移植前落水に伴う水質汚濁負荷は，前歴が畑の場合，水田の場合よりも 2～3 倍高くなった（原田ら，2008）．冷温帯地域黒ボク土水田における窒素，リンの流出特性を調査したところ，差し引き排出負荷量はそれぞれ 36, 0.5 kg．琵琶湖岸の水田群では，循
ha― 1 であった（松浦ら，2010）
環取水率の増加による差し引き負荷削減効果はリンで現れやすいことがわかった（濱ら，2008）．
水稲に対する追肥の窒素形態や施肥量が窒素利用効率と田面水の養分動態に与える影響が 15N を用いて調べられた（土田ら，2009）．児島湖周辺の水田では，リン，カリウムの減肥実証試験が行われた（赤井，2010）．水田排水中のCOD/TOC 濃度の平均値は田面水で 1.5～1.7 であった（人見ら，2009）．フィリピンでは，遺伝子型の異なるイネを栽
培し，節水潅漑の効果が調べられた（Bueno et al.， 2010）
牛ふん尿を原料としたメタン発酵消化液を飼料イネに施用したところ，浸透水として排出される窒素は施用量の 4％以下であった（須永ら，2009）．有機栽培において，水稲
移植時に有機質肥料（魚粉，ぬか）を適切に施用すれば，収量増加と雑草制御が期待できることが示された（Kato et

第 6 号 （ 2011 ）．
al., 2010b）
ハス田群からの差し引き流出負荷量は，窒素で― 3.2 kg
km― 2 d― 1 ，リンで 1.9 kg km― 2 d― 1 ， COD で 75.4 kg km― 2．
d― 1 ， SS で 1906 kg ha― 1 y― 1 であった（黒田ら，2010）（3）水田の水質浄化機能による負荷低減
滋賀県の「環境こだわり農業」を実践する地域において，水稲作付期の栄養塩類，濁水，農薬の流出負荷低減効果が実証された（蓮川ら，2009）．静岡では茶園から流出する硝酸態窒素濃度の高い河川水を休耕田に通年湛水す
る現地試験が実施され， 12 月～2 月の除去窒素量は 0.12
～0.17 g m― 2d― 1 であった（新良・渥美，2007）
．水田土壌
―1
―1
カラムに 42 mg L の硝酸態窒素を 15 mm d で通水すると，硝酸態窒素は脱窒によってほぼ完全に除去された．しかし，浸透速度がそれよりも大きいと，硝酸態窒素の除去が不十分となり，浸透水中の亜酸化窒素濃度が上昇した（糟谷，2008）．イネを栽培した土壌に硝酸態窒素濃度の高い灌漑水を供給し，脱窒量の土壌間差が調べられた（亀和田，2008）．また，無栽培の水田にプラスチックトンネルを設置することにより，脱窒による窒素浄化機能が向上した（Kuroda et al., 2010）．
灌漑期における霞ヶ浦湖岸水田の用排水機場を利用する地域を対象に調査したところ，窒素，リン， COD については灌漑システムにおける循環利水による負荷削減効果が大きく寄与していた（北村ら，2010）．また，河川から常時流入のないオフストリーム型ため池による栄養塩負荷の流出抑制効果が調べられた（中桐ら，2009）．
（4）畑地等からの流出
硝酸溶脱が起こりやすい砂丘未熟土に，重窒素標識した
牛ふん堆肥と硫安を併用あるいは単用し，窒素溶脱，作物吸収，土壌残存等を調査したところ，冬作に施用した堆肥
由来窒素の溶脱は翌春から始まり， 2 年半後まで継続すること，硫安の併用は堆肥分解を初年度のみ促進すること等が示された（井原ら，2009）．また，黒ボク土による同様の試験では，標識硫安由来窒素は主に施用 2 年目に溶脱すること，標識堆肥由来窒素は多くが土壌残存し， 2 年半の試
験期間中は継続して作物に吸収されること等がわかった（井原ら，2010）．黒ボク土と褐色低地土において牛ふん堆肥併用時の硫安由来窒素を 1 年半にわたって調査したところ，いずれの土壌でも牛ふん堆肥の併用によって，硫安由来窒素の溶脱量は低減した（松波・三浦，2010）．また，メタン
発酵消化液の黒ボク土畑施用が窒素溶脱および温室効果ガス発生に与える影響を調べた調査では，消化液は硫安と同等の肥料効果および溶脱特性であった（中村ら，2009）．
さまざまな緩効性窒素肥料を用いてコマツナを栽培し，窒素吸収量，窒素溶脱量，亜酸化窒素発生量の違いが調査された（Amkha et al., 2007）. 褐色森林土，岩屑土，黄色土，
灰色低地土を充填したライシメータにウメ樹を植栽し，浸透水を調査したところ，硝酸態窒素溶脱量は灰色低地土で最大であった（岡室ら，2010）．
水蒸気処理した刈芝および処理過程で排出された処理液

第 8 部門

が芝の生長，透水液の水質等に及ぼす影響を調べたところ，水蒸気処理刈芝は微生物活性を促進し，化学肥料の一部を代替できることが示唆された（Ushiwata et al., 2007）．
硝酸態窒素の溶脱機構を解明するには，土壌への吸着能を理解する必要がある．土壌 pH と共存陰イオンが異なる
条件で黒ボク土の硝酸態窒素吸着と移動遅延の関係が解析された（前田ら，2008）．茨城県の黒ボク土畑に各種資材を
10 年連用すると，化学肥料区では施用窒素の約 5 割，豚ぷん堆肥区では約 1/4 に相当する 1800～2300 kg ha― 1 の硝酸態窒素が深さ 4.5 m までに蓄積しており， 2.5 m 付近
では硫酸イオン含有量と土壌 pH が低いため，硝酸態窒素
吸着量が多いことが報告された（Maeda et al., 2008）．北海道では，黒ボク土の各層位を対象にカラム浸潤実験が行われ，硝酸態窒素の水に対する相対移動速度は 0.5～1 であり， B, C 層≦埋没 A 層＜ Ap 層の順であった（三木ら，．
2009）（5）畑地からの溶脱低減技術
トウモロコシを栽培したマサ土からの硝酸態窒素溶脱を梅雨時期に抑制するには，栽植密度を高くして窒素吸収と蒸発散を増加させることが有効であった（Hashimoto et．高級脂肪酸を添加した茶園土壌を用いたポット
al., 2007）
試験を行ったところ，施用窒素の有機化によって，窒素溶
脱量が低減することがわかった（森田ら，2009）．黒ボク土
では，コマツナ栽培にアセトアルデヒド濃縮尿素肥料を用いると，窒素溶脱と亜酸化窒素放出を低減できた（Amkha．茨城県のレンコン栽培では，被覆肥料によるet al., 2009）
窒素減肥と節水管理を導入することで，窒素排出量が慣行より 41 ％低減できた（折本・武井，2007）．
（6）溶存炭素の流出
土壌―河川―海を結ぶ溶存有機炭素（DOC）の動態と機能に関する本が刊行され，土壌からの DOC 供給プロセス，
河川および海洋中での DOC の挙動と生元素の移動・循環
ついてまとめられた（日本土壌肥料学会，2011）．水田土壌の作土層を用いたカラム実験により，作土層は流出有機物の供給源となる可能性が示唆された（濱田ら，2009）．
3）水処理技術
傾斜土槽法をため池の水質改善に用いたところ，全リン，．バラロッ
COD の除去に効果的であった（角道ら，2008）
クウール栽培廃液に含まれる硝酸態窒素を低コストで除去する技術として，水田土壌とメタノールを利用する方法が開発された（横田・大森，2008）．高濃度にマンガン（Mn）
を含む地下水を浄化するため，次亜塩素酸を用いた連続接触ろ過除 Mn 法および Mn 酸化菌による方法が検討された（久田ら，2008）．メタン発酵消化液の脱水ろ液を蒸留して得られたアンモニア水溶液からリン酸マグネシウムアンモ
ニア（MAP）としてアンモニアを回収する方法が検討された（山岡ら，2008）．
4）窒素動態モデルによる解析
本学会誌においては，講座「モデルによる土壌，農耕地，流域における窒素動態の理解」が連載され，異なるスケー

環

境

571

ルでの窒素動態モデルの概要と有効性が整理された（犬伏ら， 2007）．まず，西尾（2007）が土壌中における窒素動態モデルを CN マルチコンパートメントモデルと 15N 追跡
モデルに分けて整理し，有効性と問題点を指摘した．次いで，
前田（2008）は，畑地における窒素溶脱を予測するために開発された既存の包括的窒素動態モデルや窒素動態モデルの基本事項を整理するとともに，近年わが国で開発された
SOILN―jpn を紹介した．続いて，江口（2008）は，水畔域を含む地形連鎖系での窒素動態を調査する手法を解説し，水畔域における脱窒能を規定する要因を整理した．木村（木村，2008, Kimura et al., 2009）は，モデルで考慮するスケー
ルの考え方を整理し，さまざまな広域モデル（全球モデル，
行政単位モデル，地域 / 流域モデル）を紹介した．また，広域モデルの推定結果が持つ不確実性や検証の難しさに言及した．
唐ら（2007）は，畑地における窒素収支および余剰水から地下水の硝酸態窒素汚染リスクを算出するソフト
NiPRAS を開発し，その利用方法を紹介した．河北潟地域を対象に複合型タンクモデルによって全窒素，全リンの流出負荷を推定したところ，土地利用が水質負荷に大きく関与していることがわかった（瀧本ら，2010）．
5）窒素収支・フロー解析
1961 年～ 2005 年の統計データに基づいた窒素フローの見積りによると，食料と飼料の消費増大にともなう環境への窒素負荷は 1980 年代まで徐々に増加し，その後減少傾向にあった．また，モデルで推定した河川水窒素濃度の変化は測定値とほぼ対応し，食料の供給と消費が水質に大きな影響を与えていることが示唆された（Shindo et al.，．
2009）
手取川扇状地における生活排水処理水による窒素負荷は
年間 186 t になり，この内 58 ％は公共下水道に未接続によるものと想定された（丸山ら，2010）．土地利用型畜産の飼料調達実態と窒素フローを調査したところ，「放牧タイプ」の方が「複合タイプ」
よりも窒素流出リスクが小さかった（白波・小林，2009）．大規模牧場の窒素収支の特徴と環境負荷低減のあり方が検討された（服部・高松，2009）．
6）土壌侵食沖縄では，サトウキビ休閑期に緑肥作物を栽培することによって，赤土流出量を 1/2～1/3 に低減できることが示された（宮丸ら，2008）．
3 ．畜産関係
1）水稲，野菜，果樹栽培への家畜ふん堆肥等の利用，有機資源の循環利用
都道府県の施肥基準値と堆肥の使用基準値データベース
および作物の収穫物養分含有率のデータベースが構築され，わが国の肥料成分の需要量が概算された（金澤，2009）．水稲では，不耕起栽培継続田からの無機態リン酸溶脱量について，肥料成分の降下浸透が土壌孔げきの発達と水移動の影響を受けやすく，また耕起により抑制されること，家畜
ふん堆肥の利用を前提とした場合，リン酸投入量が増える

572

日本土壌肥料学雑誌

第 82 巻傾向があることが明らかとなった（大家ら，2007）．また，
行政的な支援をうけて急激に普及が進む飼料用イネの栽培について，家畜ふん堆肥を有効利用した栽培方法が解説された（原田，2010）．
野菜では，有機質資材を用いたハウス夏秋どりトマトについて，現行の北海道施肥ガイド等の基準に従って魚かすなどの有機質資材を適正に施用することで可能であり，無化学肥料栽培指針が策定された（八木ら，2008）．また，近畿地域における冬野菜栽培について未熟な樹木チップを用いたマルチ処理により，低温期に緑色を保ち，キャベツでは生育・収量がよくなり，雑草を抑制する効果があることも明らかとなった（内山・佐野，2007）．堆肥施用量と窒素施肥量を変えて栽培したダイコンの 124 種の代謝成分を網羅的に分析した結果，根部よりも葉部で施肥による変動が顕著に認められ，アミノ酸含量は無機態窒素施用量と関係し，葉部の有機酸は無機態窒素および堆肥施用量との関係が認められた．堆肥施用量が増えるにつれて，リンゴ酸，
ミオイノシトールリン酸，ショ糖が減少し，シキミ酸，アラビノース，メチオニンが増加することが明らかとなった（Okazaki et al., 2010）．
ウメ栽培における肥料高騰対策として，果樹における三要素の養分吸収量，家畜ふん堆肥の肥料的利用など「家畜ふん堆肥を利用した施肥指針」がとりまとめ，土壌診断による果樹園の実態と改善方向が示された（横谷，2010a）．
和歌山県におけるウメ栽培は，養水分の保持能力が低い地域に展開されているが，椰子殻堆肥の表面施用により，収量，樹体養分など牛ふんオガクズ堆肥と同等の効果が得ら
れ， 3 年経過後も分解せずに残存することから，施用回数の削減による省力化が期待された（大江ら，2007）．ウメ園
土壌の夏期の地温上昇特性および高地温がウメ樹体に及ぼす影響について検討したところ，日中 8 時間 40 ℃以上の地温に遭遇すると，光合成速度，水ポテンシャルが低下することが明らかとなり，ソルゴー敷草やへアリーベッチ草生は夏期の地温上昇を抑制する効果が認められた（岡室ら，．ポット試験により根域肥料濃度の違いが「南高」
2010）の成長に及ぼす影響が検討され，肥料濃度が高いと地下部の生育や幹肥大が劣り，窒素の過剰な吸収による葉縁部の枯死などが認められ，生育における EC の適正域は 0.5 ～．和歌山県の1.0 ds m― 1 と考えられた（大江・岩尾，2009）
樹園地における土壌診断基準や樹園地土壌の実態として可給態リン酸が蓄積傾向にあること，和歌山県で開発された施肥設計支援システムが解説された（横谷，2010b）．
食品系廃棄物の循環利用について，現在のリサイクル率は 18 ％程度であるが，今後，リサイクル率を高めることに貢献できる技術として，大阪府で開発された食品廃棄物の蒸洗クッカーによる油分の除去技術，豆腐かすサイレージなどの飼料化技術，メタン発酵消化液によるユーグレナ培養などのエネルギー化技術が紹介された（西村，2009）．北海道の試験成績，施肥ガイドをもとに有機物施肥の土づくり効果や施肥対応などが解説された（東田，2009）．都市

第 6 号 （ 2011 ）公園で年間約 17 万トン発生する整枝剪定屑について，枝と葉を分離，回収することが検討され，葉と枝の特性を生かした資材の調整による利用促進が期待される（邑瀬ら，「．土壌管理のあり方に関する意見交換会」報告書が2007）
取りまとめられ，有機質資材の施用上限や土壌炭素蓄積に配慮した有機物施用量が提示された（木村ら，2008b）．
2）堆肥品質の安定化と環境負荷低減，堆肥の肥効評価
2004 年に家畜排せつ物法が完全施行され 2008 年度には99.9 ％の高い達成率が実現されたが，経営の大規模化，家畜ふん尿の偏在化が一層進み，流通利用の必要性が増している．その後，家畜排せつ物法が改定され，耕畜連携の強化，
ニーズに即した堆肥づくり，エネルギーとしての利用がポイントとされ，低コストで実用的な技術開発への期待が高まっている背景と現在の堆肥化技術，エネルギー利用促進，
窒素・リンの排水規制，悪臭防止技術，エネルギー利用促進技術が解説された（羽賀，2010）．付加価値の高い有機質
肥料として販売することにより広域流通を実現する堆肥のペレット化技術が解説された（村上・原，2010）．堆肥品質の安定化に向けて，堆肥化促進微生物資材の特許登録状況，
日本土壌肥料学会による「微生物資材評価に関する提言」，
さらには 1981～1994 年に 55 点の資材が圃場試験で評価されたが明らかに効果がある資材が見いだされないことが問題であること，などが紹介された（染谷，2007）．また，
土壌有機物含量と関係することが知られている CIELAB 色
変数について，堆肥については，堆肥を入れたペトリ皿の底からミノルタのカラーリーダーにより読み取ることが可能であり，堆肥の安定性評価に用いることが可能であった（Khan et al., 2009）．
簡易に鶏ふん中の可給態窒素量を評価するため近赤外分
光分析の適用が試みられた．鶏糞中の可給態窒素と尿素態
窒素には高い相関が認められることから，近赤外分析により尿素態窒素を推定することにより，可給態窒素の評価が可能と考えられた（Fujiwara and Murakami, 2007）．牛ふんバーク堆肥を 25 年間連用した単色黒ボク土畑土壌を用
いて，ラングミュア吸着理論を用いてリン酸最大吸着量を算出した結果，土壌のリン酸吸着能は堆肥連用に伴って著しく低下していた（八木ら，2010）
豚ぷん堆肥化過程における亜硝酸の蓄積は窒素損失に大きく影響することが明らかとなり，完熟豚ぷん堆肥の添加処理により，亜硝酸蓄積を防止でき， N2O の排出量を 70％低減できることが解明された（Fukumoto and Inubushi,．
2009）3）堆肥利用における安全性の確保
マイクロコロニー自動計数装置を用い，サイバーグリー
ン色素やエチジウムブロマイドを用いた染色により，堆肥中生菌数を迅速に計数する手法が開発され，大腸菌とサルモネラ菌に適用することが可能となっている（Wang et al.,
．堆肥の安全性について，米国の生鮮野菜を通じた
2007）
食中毒事例やわが国の野菜，食肉の大腸菌汚染状況，適切な堆肥化処理により大腸菌を殺菌できること，太陽熱消毒

第 8 部門

により大腸菌が土壌に入っても安全化できることが紹介された．
（染谷，2008a）太陽熱消毒とは，土壌表面に散水し高水分にした状態でビニールマルチをかけ土壌温度を上げる
方法であり，これにより土壌温度を通常よりも 4～10 ℃高
い 31～38 ℃で推移させた場合，土壌中大腸菌を不検出とすることができ病原微生物の制御に有用と考えられた（染谷，2008b；Wu et al., 2009）．海外渡航経験のない日本人
がヒスプラズマ症を発症することから，ヒストプラズマが日本在来種である可能性を確認するため，コウモリふんを67 洞窟から採取，調査したが病原体である Histoplasma．
capsulatum は見つからなかった（Kikuchi et al., 2008a）4）草地における施肥，水質保全
チモシー草地にスラリーを窒素として 300 kg ha― 1 の多量施用を行った場合，牧草収量は増加せず，土壌の硝酸態
窒素の残存量が増加し，タンパク質及び K の高い収穫物を乳牛に給与すると Mg の吸収が阻害されることが確認された（松本ら，2008）．チモシー草地における施肥法として，ふん尿処理物中における肥料成分含有率の簡易推定法，草地に施用したふん尿処理物の肥効評価，採草におけるふん
尿主体施肥の実証が取りまとめられた（松本，2008）．草地・
飼料作分野における肥料価格高騰への対策技術が解説され（原田，2009），家畜ふん尿の肥料効果を最大限に利用しな
がら牧草，飼料用トウモロコシ栽培するための方法が解説された（松本ら，2010）．
わが国最大の酪農地帯である北海道東部根釧地域の標津
川集水域において，窒素収支を解析した結果， 5 流域の正味の窒素投入量と川を通じて排出される窒素量には相関が認められたが，排出される窒素は窒素投入量の 27 ％と試算され，残りは脱窒や流域内に保持されていると考えられた．
また，揮散したアンモニアの集水域への再沈着割合を 100％から 0 ％として試算した場合，正味の窒素投入量は 37 ％
減少すると試算された（Hayakawa et al., 2009）．経済的な汚水処理法として世界的に普及しつつある，ヨシ濾床人口
湿地による搾乳牛舎排水（パーラー排水）の浄化処理が北海道の酪農家に設置され，その効果や課題が把握された（加藤，2007；加藤，2008；加藤・井上，2008a；加藤・井上，
2008b；加藤ら，2009a；加藤ら，2009b；加藤ら，2010a；
加藤ら，2010b）．
5）水田，草地における温室効果ガス発生
稲わら春すき込みに代えて家畜ふん堆肥を水田に施用した場合のメタン発生量は，稲わら区に比較して，牛たい肥
では 37～51 ％，豚たい肥では 72～121 ％，鶏たい肥では14 ％と減少したが，稲わら回収コストはメタン低減効果による炭素価格を上回ると試算された（熊谷ら，2010）．北海道東部の採草地における温室効果ガスの発生量評価とその低減方策が検討された（有田・甲田，2008）．北海道東部の粗飼料生産過程における温暖化負荷が評価された（有田・三宅，2010）．モンゴル国のイネ科を主体とする草原における生態系呼吸速度は，植物バイオマスと正の相関があり，1 次関数で近似され，推定残渣は土壌水分と 2 次関数で良

環

境

573

くあらわされた．また，温度感度（Q10 ）は土壌水分に対して弱い正の相関が認められたことから，地温，地上部バ
イオマス，土壌水分により生態系呼吸速度が近似できると考えられた（Nakano and Shinoda, 2010）．
北海道南部のリードカナリーグラス草地において，化学肥料，窒素降下物，堆肥由来窒素，土壌・根由来の総無機
態窒素量の 58 ％が植物に利用されており，土壌，根リターも重要な無機態窒素供給源となっていた．また，総無機態
窒素から植物吸収量の差が， N2O 放出量と強い正の相関があり，放出係数は 1.2 ％であった．また，降水量の増加に
より N2O 放出係数が増加した（Shimizu et al., 2010）．北海道のチモシー草地を対象に N2O， CH4 フラックスを 2年間にわたり測定した結果，施用窒素あたりの N2O の排出係数は 0.0024 であり，日本の排水良好な畑地の値 0.0032に近く，施用資材（消化液，化学肥料），施用時期（春施用，秋施用）の違いによる影響は小さかった．また，年間
CH4 吸収量に年次間差が認められ，降水量の少ない年で高い値であった（Sawamoto et al., 2010）．乳牛スラリーを草地に表面施用した場合，スラリーの施用量，アンモニア濃度， pH や土壌水分，気温がアンモニア揮散に関係する要因であり，スラリー中のアンモニアが施用直後から揮散しなくなるまでの揮散割合は，スラリーの施用量が 60 Mg ha―1
以下では 0.32, 60 Mg ha― 1 以上では 0.42 が平均値であった（Matsunaka et al., 2008）．
那須地域における火山灰土壌に立地する草地において，堆肥施用直後に見られる N2O の放出は，草地からの年あたりの N2O 放出量を増加させたが， CH4 放出量には堆肥施用の影響は認められなかった．土壌のアンモニア態窒素，
温度，水分は N2O 放出に関係する要因であり，降水量は年間の N2O および CH4 発生量に影響していた（Mori et al.,．
2008）
集約酪農地帯のオーチャードグラス，イタリアンライグ
ラス採草地において，濃度勾配法によりアンモニアフラッ
クスが調べた結果，草地には 16.5 kg―N ha― 1 のアンモニアが乾性沈着していた．家畜ふん尿窒素の大気へのアンモニ
ア発生係数を 25 ％とすると，湿性沈着とあわせた窒素沈着
量は地域内でふん尿から発生するアンモニアの 7 割に相当
し，大部分が地域内での循環していると考えられた（Hojito．
et al., 2010）
6）土壌を利用した水質浄化技術
通水層の間に混合土壌ブロックをレンガ積層状に配置した多段土壌層装置が家庭排水や汚濁河川水処理にむけて考案された．混合土壌ブロックは砂質土を主成分として，木炭，おがくず，鉄粒からなり，水負荷速度が 2000 L m― 2
d― 1 以下では，ブロックの表面積が大きいほど SS， COD，．また，
TP などの除去率が高くなった（Chen et al., 2007b）
マサ土，赤土には下水処理水の脱色能を有しないが，一方，黒ボク土は脱色能を示した．カラム実験により黒ボク土と活性炭を充填した脱色装置では， 20 倍希釈の畜産排水 50．
m L について 20 日間脱色能を示した（Chen et al., 2007a）

574

日本土壌肥料学雑誌

第 82 巻多段土壌層の室内実験装置では，畜産排水の着色物質を60～67 ％， COD の 48～58 ％の除去が 6 週間維持された．送気量を増やすことは脱色能， COD 除去能を高めた．
おがくず，鉄粒の添加は実験 5～6 ヶ月目の脱色率， COD
除去率を高めた（Chen et al., 2007c）．また，多段土壌層により， BOD が 30 および 70 mg L― 1 の汚水を浄化したところ， SS, BOD, T―N, T―P はそれぞれ 90, 88, 83, 44, 63％以上が浄化されたが，高濃度処理により目詰まりが生じたため，周期的な休止期間を入れた運転サイクルが必要であった（Masunaga et al., 2007a）．この多段土壌層の室内実験装置を用いた汚水処理時に発生する温室効果ガスの放出特性として，正味の CO2 フラックスは水負荷速度の影
響が小さく， CH4 は装置内で消費され， N2O 放出は汚濁
物質含量の高い汚水処理で抑制出来ることを明らかにした（Masunaga et al., 2007b）．
文

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環

境

575

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熊谷勝巳・塩野宏之・森岡幹夫・長沢和弘・中川文彦 2010. 山形県
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576

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松波寿弥・小川泰正・山崎慎一・三浦吉則 2009b. 土肥誌，80, 250 ―256.
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Nakano, T., and Shinoda, M. 2010. Soil Sci. Plant Nutr., 56, 773 ―781
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岡澤 宏・豊田裕道・島田沢彦・鈴木伸治・竹内 康 2008. 農業農
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岡澤 宏・竹内 康・左村 公 2009. 農業農村工学会論文集，259,
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大江孝明・林 恭平・北原伸浩・桑原あき 2007. 和歌山県農林水技セ研報，8, 77 ― 83.
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折本善之・武井昌 2007. 土肥誌，78, 363 ― 369.
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第 8 部門

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環

境

577

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470.

─
─
─

578

日本土壌肥料学雑誌

第 82 巻地球環境

秋山博子 1・馬場光久 2・河野憲治 3
1 ．土壌生態系からの温室効果ガス発生・吸収
近年，地球温暖化抑制技術のひとつとして，土壌が大きな炭素蓄積ポテンシャルを持つことが注目されており，土壌炭素量のモニタリングや広域推定法が重要な課題となっている．また，メタン（CH4 ）や亜酸化窒素（一酸化二窒素：
N2O）の発生量評価や発生削減技術の開発に加えて，地球
温暖化ポテンシャル（GWP）を用いた温室効果ガス発生
量評価の報告例が増えている．さらに投入エネルギー等も考慮した総合的な評価も行われている．
1）土壌ガスおよびガスフラックスのモニタリング手法
ガス透過性膜を用いた土壌ガス採取法（柳井・常田，
2009）や，土壌から発生する温室効果ガスの可搬型サン
プリング装置が開発された（Akiyama et al., 2009）．一方，
クローズドチャンバー法と濃度勾配法を比較すると，二酸化炭素（CO2 ）および N2O フラックスの高い時期では，
勾配法は正確でないことが明らかになった（Kusa et al.,．
2008）2）二酸化炭素と土壌炭素収支
有機物の投入により，圃場レベルの土壌炭素蓄積量を増加させることができる可能性がある．例えば，様々な農地を比較した結果，堆肥投入の多い畑のみで土壌炭素量が増加していた（Mu et al., 2008）．4 年間の輪作栽培体系においても，残さと堆肥の投入により土壌炭素量が増加した（Koga and Tsuji, 2009）．一方，土地利用で比較すると，
水田では土壌炭素が増加していたが，水田転換畑では減少していた（Nishimura et al., 2008）．また，水田の適切な水管理と残さ投入により， CH4 発生削減と同時に土壌炭素の減少を低減できた（Minamikawa and Sakai, 2007）．一方，水田の不耕起栽培により土壌炭素が増加したが， CH4と N2O の発生を考慮すると 4～5 年の不耕起栽培後の耕起栽培への転換が有効と考えられた（石橋ら，2009）．
土壌の炭素蓄積ポテンシャルを把握するためには，土壌炭素蓄積量の広域推定が必要となる．例えば中国全体の土壌炭素量の正確な推定には， 4,000 サンプル以上の土壌調査が必要であり，
中国第二次土壌調査のサンプル数（2,364）
では不十分なことが示された（Yan and Cai, 2008）．また，
地域レベルでは，クリギング法に土地利用と土壌タイプを組み合わせることで，より正確な土壌炭素量推定が可能であった（Zhang et al., 2010）．一方，カザフスタンにおいて，地形と植生データを用いた土壌炭素量推定法（Takata
et al., 2007）により， 5 年間中 2 年間の休閑を行うと土壌炭素量が減少するが，休閑を行わなければ増加すると推定された（Takata et al., 2008）．また， RothC モデルと土壌──

農業環境技術研究所
北里大学
3
広島大学
1
2

第 6 号 （ 2011 ）データを用いて日本の農耕地の土壌炭素蓄積可能量を推定した結果，堆肥投入および水田二毛作を行った場合には土壌炭素の減少が低減されると推定された（Yokozawa et al.,．
2010）3）水田および湿地からのメタン発生および GWP 評価
わら等の有機物管理は，水田からの CH4 発生の重要な制御要因である．北海道の水田では稲わら投入量に対するCH4 発生量が比較的多く，冬季のわら分解が遅いためと考えられた（Naser et al., 2007）．一方，尿素添加による稲わらの好気的分解により， GWP を低減できる可能性が示された（Khalil and Inubushi, 2007）．また，冬作の小麦
わらの溝施用による CH4 削減効果はみられなかった（Ma．一方で，塩類集積土壌では有機物を施用してet al., 2008）
も CH4 発生量は増加しなかった（Supparattanapan et al.,．
2009）
また，水管理も水田における CH4 発生の重要な制御要因である．暗渠排水の導入により， CH4 発生が大幅に削減された（Shiratori et al., 2007；Furukawa et al., 2008）．また，
日本およびインドネシアの水田において，間断灌漑により．
CH4 発生が大幅に削減された（Hadi et al., 2010）
一方，紅色非イオウ細菌を含む微生物資材の施用により， CH4 発生量を削減できる可能性が示された（Kato et．これに対し，ポリシリカ鉄凝集剤を使用した浄al., 2008）
水ケーキには， CH4 発生抑制効果はみられなかった（堀川ら，2007）．一方，転換畑から水田に復田した場合には水稲連作田よりも CH4 発生量が少なかった（Eusufzai et al.,．
2010）
また， DNDC モデルが水田用に改良され（Fumoto， タ イ の 水 田 に お け る CH4 発 生 量 推 定
et al., 2008）（Smakgahn et al., 2009）および，水管理による削減ポテ
ンシャルの推定に用いられた（Fumoto et al., 2010）．一方，
世界の水田から発生する CH4 発生量は 25.6 Tg yr― 1 と推定され，中干しおよび稲わらのすき混み時期の改善により，
7.6 Tg yr― 1 の削減可能性があると推定された（Yan et al.,．
2009）
また，シベリア永久凍土地帯において，地球温暖化により CH4 発生が増加する可能性が示唆された（Desyatkin et．
al., 2009）4）亜酸化窒素と他の反応性窒素ガス
N2O の発生量は土地利用，肥料の種類および施肥量，土壌水分等により大きく異なることが知られている．集水域の N2O 発生量データ（Katayanagi et al., 2008）をもとに，
N2O の広域発生量推定法が提案された（Katayanagi et al.,．また，灰色低地土と褐色低地土の畑において，化2009）
学肥料の N2O 発生係数は同程度であったが，有機物施用による N2O 発生係数は大きく異なり（Toma et al., 2007），
この畑から発生する N2O は主に脱窒に由来すると推定された（Toma et al., 2010）．一方，マレーシア泥炭地では森林から農地への土地利用変化により N2O 発生は増加した（Melling et al., 2007）．また，中国の集水域においては，

第 8 部門

N2O および NH3 の主な発生源は化学肥料であり， NOx の
主な発生源はわらの燃焼であった（Yang et al., 2010）．一方，様々な作物残さからの N2O 発生係数を比較した結果，．
C/N 比と負の相関がみられた（Toma and Hatano, 2007）
一方，草地更新による N2O 発生の増加がみられた（Mori．また，草地において化学肥料のほうが堆肥よet al., 2007）
りも N2O 排出係数が高かった（Jin et al., 2010）．
一方，灰色低地土と黒ボク土において，大部分の N2O は表層（0～30 cm）において生成されているが，灰色低地土
では一部がより深い土壌において生成されていた（Kusa et．また，灰色低地土では地下水を経由した N2O
al., 2010）の間接発生が地表面から発生する N2O の 5～7 割に相当していた（Minamikawa et al., 2010）．
農耕地における N2O の発生抑制は重要な課題である．イ
ンドネシアの圃場において，硝化抑制剤（DCD）入り肥料
により， N2O 発生量が削減されたが，緩効性肥料では削減
効果はみられなかった（Jumadi et al., 2008a）．これに対し，DCD 入り肥料により N2O 発生量は大幅に削減されたが有意差はみられなかった（Hadi et al., 2008）．また，無機化
調節アセトアルデヒド縮合尿素肥料により，硝酸塩溶脱お
よび N2O 発生量を削減できる可能性が示された（Amkha．このように圃場試験によるこれらの資材のet al., 2009）
N2O 削減効果は大きくばらついているが，世界の圃場実験
データの解析により，硝化抑制剤入り肥料の N2O 削減効
果は平均で 38 ％であり比較的安定した削減効果がみられる一方で，被覆肥料の N2O 削減効果は平均で 35 ％である
が，土壌や土地利用により効果が大きく異なり，黒ボク土
では効果がみられないことが明らかになった（Akiyama et．一方，炭の添加により N2O 発生が抑制される
al., 2010）
可能性が示された（Yanai et al., 2007a）．しかし，深層施肥（Chu et al., 2007；Hou et al., 2010）や，不耕起・省耕起栽培体系の N2O 削減効果はみられなかった（Nagata et．また，ペレット堆肥の施用による N2O 発生量
al., 2009）は化学肥料よりも高かった（井上ら，2008；山根ら，2009；．一方，豚糞堆肥の製造過程におHayakawa et al., 2009）
いて，亜硝酸酸化細菌を含む完熟堆肥の添加により N2Oの発生量を削減できる可能性が示された（Fukumoto and．
Inubushi, 2009）
一方森林においては， N2O および一酸化窒素（NO）フラックスは，地形により大きく異なっていた（Nishina et．日本の森林土壌からの N2O 放出速度は他のal., 2009a）
温帯林に比べて低かった（Morishita et al., 2007）．25 箇所の森林土壌の培養実験の結果，窒素の無機化量が N2O お
よび NO フラックスの制御要因と考えられた（Nishina et．N 沈着量の多い中国亜熱帯馬尾松林土壌から
al., 2009b）の N2O 放出は O/A 層の NH4+ 量，および表層における正味の硝化と有意な相関関係がみられた（Chen and Mulder,．
2007）
ボルネオ島北部の Acacia mangium 林においては，蒸発
散が土壌水分状況に最も影響し（Inagaki et al., 2008a）
，

環

境

579

N 施肥が細根生産により効果的と判断された（Inagaki et．インドネシアの Acacia mangium 林における P
al., 2009）の施肥は N2O 発生量， CO2 発生量を増大させた（Mori et．また，乾燥したシベリアタイガ林の人工降雨実
al., 2010）
験の結果，降雨により土壌呼吸， CH4 および N2O 発生量の増加がみられ，将来当該地域の降雨が増加した場合に土壌有機物の分解が促進されると推定された（Koide et al.,．
2010）
乾燥土壌は脱窒活性が低く， 15NO3 は N2O に還元された（Katsuyama, et al., 2008）．また，相当量の N2O が次表層において生成されており， DCD により N2O 生成量が減
少した（Matsushima et al., 2009）．一方，
下層植生の刈取り，窒素固定する Cassia alata 苗の植栽により N2O フラックスが増大した（Li et al., 2010）．東シベリアタイガ林において，火災跡地，伐採跡地で CO2 放出の Q10 値が低下し，土壌水分量が高い時にカラマツ林，伐採跡地において N2O 放出量が多く，火災跡地において積算 CH4 吸収量が有意に多かった（Takakai, et al., 2008）．
N2O には多くの生成経路が知られており，土壌や環境により生成経路も異なると考えられる．黒ボク土畑において
N2O の 97 ％とほぼすべての NO が硝化由来と推定された（Ding et al., 2007）．茶園の酸性土壌の培養実験において，
静岡のほうがインドネシアの約 5 倍の N2O および CO2 生成がみられ，すべての硝化細菌が Nitrosospira sp. に属していた（Jumadi et al., 2008b）．一方，インドネシアの泥炭土
では N2O の生成においてカビが重要であることが示された（Yanai et al., 2007c）．また，従属栄養性細菌による硝化に由来する N2O の発生が報告された（Wang and Cai, 2008）．
また稲わらを施用したポット試験により，施用後 25 日間の N2O は硝化由来が主であり，その後は脱窒由来が主と推定された（Lou et al., 2007）．一方，凍結融解による N2O発生の増加は，主に脱窒に由来すると推定された（Yanai et．さらに，最大凍結深度と N2O
al., 2007b；柳井ら，2007）
発生量に相関がみられ，凍結融解に伴う N2O 発生量は最大で年間発生量の 58～85 ％にも相当していた（Yanai et al.,．
2010）5）二酸化炭素濃度増加が水田からのメタン発生に与える影響
将来，大気 CO2 濃度が上昇した場合には，水田における CH4 発生量にも影響を与える可能性がある．クライマト
ロンを用いた CO2 濃度増加実験において，高 CO2 区のほうが対照区よりも CH4 フラックスが増加した（Lou et al.,．同様に高 CO2 および高夜温により CH4 発生が増2008）
加した（Cheng et al., 2008a）．一方， 3 つの品種において
高 CO2 区と対象区とに CH4 酸化に差がみられず， IR72
のみで高 CO2 区のほうが対照区よりも CH4 酸化量が大きかった（Inubushi et al., 2010）．これに対し，開放系大気 CO2 増加（FACE）実験では， FACE 区と対照区による CH4 発生に差がみられなかった（Cheng et al., 2008b，
Tokida et al., 2010）が，CO2 と同時に土壌温度を増加させ

580

日本土壌肥料学雑誌

第 82 巻た場合には CH4 発生量が増加した（Tokida et al., 2010）．
6）LCA，エコバランスモデルおよび経済評価
温室効果ガス発生量だけでなく，投入エネルギーや経済性等を含めた総合的な評価が必要とされている．水稲のLCA 解析において，不耕起移植栽培体系のほうが耕起移植
栽培よりも GWP が小さかった（Harada et al., 2007）．また，ビート栽培において，直播および抗菌剤無散布によりエネ
ルギー効率が低下したが，省耕起，高収量品種および植物体全体の収穫によりエネルギー効率が上昇した（Koga et．また，流域レベルのエコバランスモデル解析にal., 2009）
おいて，米とダイズでは温室効果ガス発生量は多いが余剰窒素は少なく高収入が得られ，タマネギと野菜では温室効
果ガスは削減できるが余剰窒素は多く収入は中程度であった（Kimura et al., 2007, 2010）．一方，インドネシアの水
田の CH4 放出抑制のための CDM 事業では，水管理者に年間 50USD，一般農家に年間 10USD を配当すると，十分な動機付けになると推定された（Muramatsu and Inubushi,．
2009）
2 ．炭素循環，酸性雨，森林土壌
炭素蓄積の働きが期待される中，森林生態系における物質循環は，長伐期化などの森林施業の変化や大気由来の窒素沈着の影響を受けるため，長期的な視点での研究が進められるとともにこれまでの長期モニタリング研究の成果について解析が進められている．
1）炭素の蓄積と循環
Takahashi et al.（2010）は京都議定書で定められた森
林生態系の 5 つの炭素プールの内，日本のリターや枯死
木の炭素量は分解速度が高いために少なく，同じ土壌群で比較すると森林の炭素蓄積量は農耕地よりも多く，草地よ
りも少ないことを示した．土壌の炭素蓄積量は変化しや
すい表層ほど層厚を薄く採取して評価しており（高橋・森貞，2008），土壌有機物の分解が遅いほど多く（酒井ら，，地域的には東北，九州で多かった（高橋，2008）．
2010）
また，堆積有機物および鉱質土壌中の炭素，窒素含有量の測定精度基準として変動係数の閾値が示された（Ugawa et．黒ボク土の炭素含有量は 80 g kg― 1 を超えても
al., 2010a）“C saturation（Gulde et al., 2008）” に達しておらず，今後も炭素蓄積量が増加すると予測された（Sakai et al.,．一方，褐色森林土の炭素蓄積量は Al 腐植複合体量
2010）に影響されていた（Imaya et al., 2010b）．土壌の炭素含有量は火災被害地で高くなったり（廣部ら，2010），草地の退化により 50 ％未満まで減少したり（李ら，2008）することが報告された．
枯死木の分解はスギとヒノキに種間差が無く，アカエゾ
マツなどで遅かった（酒井ら，2008）．枯死木，堆積有機物
および土壌の炭素蓄積量は 40 年生のスギ・ヒノキ林の地
上部炭素蓄積量とほぼ同じで， 90 ％近くが土壌に蓄積していた（鳥居ら，2009）．ヤマトシロアリが主要な分解者であったスギ・ヒノキ林における倒木の重量減少は直径による有意差がみられなかった（稲垣ら，2009）．

第 6 号 （ 2011 ）針広混交林を皆伐した結果，炭素排出源となったが，サ
サのバイオマスと光合成活性の増大により，排出量は急激に減少した（Takagi et al., 2009）．間伐は地上部炭素蓄積量，およびリターフォールによる炭素還元速度を減少させたが，蓄積増加速度には影響しなかった（野口ら，2009）．乾燥して炭素循環の遅いアリゾナ州北部のマツ林では，間伐は炭素蓄積量を減少させ（Finkral and Evans, 2008）， CO2
フラックスを減少させたが， CH4 酸化に影響しなかった（Sullivan et al.,2008）．
日本の温帯林における土壌呼吸は土壌水分量よりも温度の影響を受け，最表層における CO2 生成量は土壌呼吸の．土壌50 ％以上を占めていた（Hashimoto et al., 2007）
呼吸と地温との指数関数式の係数は時間によって変化した（橋本ら，2009）．スギ人工林における CO2 発生量は乾燥湿
潤サイクルにも影響され，積雪により減少した（Lee et al.,
．林分構造が土壌体積含水率を通じて CO2 フラック
2008）
スの空間変動に間接的に影響している可能性が示唆され（橋
本ら，2008），ブナ林区の土壌 CO2 フラックスは草地区に比べて低かった（橋本・三浦，2008）．また，年間土壌呼吸量は斜面下部で斜面の他のプロットの 6 割程度であった（玉
井ら，2010）．
土壌呼吸に占める割合は根呼吸と土壌有機物の分解呼吸が夏に，リターの分解呼吸が冬に高かった（Sakata et al.,
．5 つのモデルにより評価された土壌呼吸量に対する2007）
根呼吸の寄与は 3.9～48.4 ％と大きく異なった（Ito et al.,2010）が，根呼吸は根の直径および根の N 含有量に依存していた（Chen et al., 2010）．枯死根の分解による CO2 放
出量は枯死根の直径が小さいほど，気温が高いほど増大した（橋本ら，2010）．森林土壌の微生物バイオマス炭素量に対して呼吸で放出される CO2 の 85 ％は C/N 比，可溶性有機炭素，交換性 Al 含有量で説明された（Xu et al., 2007）．
無酸素状態で CH4 の分解を阻害するエチレン（C2H4 ）の生成は CH4 生成が急激に高くなる時点で最大となる（Xuand Inubushi, 2007b）一方，グルコースの添加は CH4と C2H4 の吸収を促進し（Xu and Inubushi, 2007a），窒
素源の添加は CH4 生成速度を 5 倍に増加させた（Xu and．有酸素条件で特に低温において CH4
Inubushi, 2008）
生成量は C2H4 生成量より多かった（Xu and Inubushi,．
（Xu
2009b）
CH4 消費は C2H4 添加に対して敏感に反応した．実験的に酸性化させた土壌からのand Inubushi, 2009a）
C2H4 放出速度は高く， C2H4 放出により CH4 消費が抑制されるうることが示された（Xu and Inubushi, 2009c）．特に無酸素条件よりも有酸素条件下で酸性化による C2H4 放出速度の上昇が顕著であった（Xu and Inubushi, 2009d）．
0.1 mM の Al 添加でも CH4 酸化は阻害された（Tamai et．氾濫源に生育するヤチダモの樹幹表面から CH4al., 2007）が放出され（Terazawa et al., 2007），乾燥重量当りの葉面からの CH4 放出速度は，カラマツで最も高かった（Kitaoka．
et al., 2007）

第 8 部門

2）土壌酸性化と養分利用
日本の森林植生下の土壌では植物による陰イオンを上回る陽イオンの吸収が最大の酸生成の要因であった（Fujii et．これはインドネシア，タイにおいても同様で
al., 2008）
あったが，耕作地では窒素の形態変化に伴う酸の生成量が最大の要因であり，酸は有機陰イオンの分解によって消費された（Fujii et al., 2009）．酸に対する反応は，熱帯土壌
では塩基との交換反応が，日本では二次鉱物の溶解が主体であり，酸中和容量が小さな土壌では陰イオン吸着が重要であった（Watanabe et al., 2008）．黒ボク土は硫酸の保持により酸を消費する能力が高く， S は有機態として安定化した（Tanikawa et al., 2009）．堆積岩を母材とする森林土
壌では， pH5.5～8.3 は腐植物質によって pH3.0 までは非晶質 Al 水和酸化物による緩衝作用が見られた（Funakawa．黒ボク土の A 層における Al3+ の活動度は土壌
et al., 2008）
有機物との錯体形成により（Yagasaki et al., 2006a）， Bw
層においては非晶質アルミノケイ酸塩あるいはハロイサイ
トによって制御されていた（Yagasaki et al., 2006b）．強酸性化したアロフェン質黒ボク土では， Al の溶解度が Al
腐植複合体によって制御された（Takahashi et al., 2008）．
Al 腐植複合体に由来する単量体 Al は根の伸長を抑制したが，アロフェン物質の添加は Al 毒性を緩和した（Ito et al.,
．根の養分状態，生理的変化は土壌酸性化や Al ス
2009）
トレスに対する良い指標であり（Vanguelova et al., 2007），
スギの場合， Ca/Al 比が 0.5 より低くなると細根量などが悪影響を受ける（Hirano et al., 2007）．
日本の森林土壌では資源供給力が低い斜面上部で細根量が増大する（Noguchi et al., 2007）が，直径 1 mm 未
満の細根量は旱魃により 17 ％まで減少した（Konôpka et．養分の獲得戦略の相違を反映して，樹木と潅al., 2007）
木とでは根端の直径に有意な違いが見られ（Ugawa et al.,
，オオシラビソ，シラビソの細根は養分量の多い
2010b）
表層に多かった（Ugawa et al., 2010c）．ミズナラ林下に密生するクマイザサの細根は深さ 60 cm までの細根量の 71％を占めていた（Fukuzawa et al., 2007）．
カリマンタン島南部の酸性硫酸塩土壌の水田においてイ
ネの根圏および根面から単離された窒素固定菌を接種すると Al ストレスが軽減された（Su et al., 2007）．タイ南部の酸性硫酸塩土壌では，リン溶解菌が植物の生育を支えていると考えられた（Pengnoo et al., 2007）．
3）大気沈着と窒素循環
日本では集約的な畜産が，中国では窒素肥料の過剰利用がアンモニア発生源であり， NH4+ 沈着量は日本では NO3 ―沈着量と同等であったが，中国では NO3 ―沈着量の 2 倍以上の地点が多かった（Hayashi and Yan, 2010）．集約的酪
農地帯の採草地には，地域内で発生したアンモニアの 7 割が沈着していることが示された（Hojito et al., 2010）．原生林を皆伐してカラマツを植栽した林分では，アンモニアガ
スの放出が窒素沈着量を上回った（Hayashi et al., 2009）．
NO3 ― の乾性沈着速度は針葉樹林で広葉樹林の 2 倍以上高

環

境

581

かった（Watanabe et al., 2008）．一方，葉の濡れやすさが増大すると，葉面吸収などで NH4+， NO3 ―が林冠を通過する際に減少した（Sase et al., 2008）．
ヒノキ新鮮葉中の N 含有量は土壌の C/N 比が低いほど高かった（Inagaki et al., 2010）．スギ針葉については，潤
沢な栄養により N 含有量が高い場合には， N 負荷に対して脆弱な可能性が指摘された（重永ら， 2008）．広葉樹に―よる NO3 同化は展葉期に最も盛んであった（Koyama et．一方落葉前に， N, P, K は樹体に回収されるが，al., 2008）．スギリ
Ca は回収されないと考えられた（長倉ら，2009）
ター中に多く含まれる Ca は分解に伴って交換態の割合が高くなった（笠井ら，2008）．落葉時期が遅くなれば N 再
吸収率が高くなり，落葉中の N 含有量は低下したが，台風によって N 含有量が高い時期に落葉した（Inagaki et al.,
．また，日射量が多ほどヒノキリター中の N 含有量
2010）が低くなった（Inagaki et al., 2008b）が，部分伐採は落葉中の N 含有量に影響しなかった（Nakanishi et al., 2009）．
―
タイ乾燥常緑林における NO3 溶脱量は落葉による N 供給量と有意な相関関係が見られ，その 74～82 ％が雨季の初期に見られた（Yamashita et al., 2010）．窒素沈着は生長が旺盛な林齢であるヒノキ人工林における一次生産と落葉生産を促進した可能性が示唆されたが，土壌中の N が全て吸収されておらず，今後適切な間伐により下層植生の導入を図る必要性が指摘された（稲垣ら，2010b）．この際， N 無機化，硝化生成能の制御を考慮した施業方針（伊藤，2008）
や間伐による生長促進効果と台風などの気象害に対するリ
スクを評価した間伐施業指針の必要性が指摘されている（稲垣ら，2008a；Inagaki et al., 2008c）．ヒノキの雄花生産の豊作年には土壌 C/N 比が低いほど雄花生産量が増大した
が，強度間伐の雄花生産量に対する影響は無かった（中西ら，2008）．間伐や枝打ちの遅れから下層植生がまばらなヒノキ林においては林内雨の雨滴の衝撃が飛散剥離の原因となり（Nanko et al., 2008），豪雨時に粒子に吸着されてN および P の流出が起こっていると判断された（Ide et al.,．
2007）
著しく酸性化している恐山土壌では，硝化の阻害が N 溶
脱を抑制していた（Watanabe et al., 2010）．北関東地方の森林土壌における窒素無機化速度は，積算地温と正の相関が見られた（平井ら，2007a）が，正味の無機化量は 8月上旬から 10 月末に最も多かった（稲垣ら，2010a）．深さ 50 cm までの窒素無機化量に対する 20 cm 以深の下層
土における無機化量の割合は 30～43 ％であった（平井ら，．正味の窒素無機化速度は関東北部や四国北部に比2007a）
べて北海道北部で低く，正味の硝化速度も低かった（柴田ら，．積雪量の減少に伴う頻繁な凍結・融解による土壌2010）
微生物の反応の変化は渓流水への養分溶脱を増大させるう
るが（Park et al., 2010），土壌凍結は正味の N 無機化量を増大させたが，硝化に大きく影響しなかった（Christopher．
et al., 2008）
現地窒素無機化速度や無機化量は温帯土壌で大きく，亜582

日本土壌肥料学雑誌

第 82 巻

寒帯や亜熱帯土壌で小さかった（平井ら，2007b）．台湾南部の亜熱帯雨林においては基質が正味の無機化速度，硝化速度に影響し，植生タイプにも影響した（Tsui et al., 2010）
が，台湾北部の森林土壌における正味の N 無機化量，硝化量は土壌水分量や無機態 N の初期含有量と有意な相関を示した（Owen et al., 2010）．
下層植生を除去すると正味の無機化と硝化を増大させた（Matsushima and Chang, 2007）．密生するササを根系や土壌と共に除去する掻き起こし処理をすると，植生による吸収量の減少だけでなく，硝化活性が高まり，土壌中の．
NO3 ―現存量が増加した（柴田ら，2007）
長期的なモニタリング研究の成果を解析した結果，渓流水の酸性化が確認され，大気汚染物質の森林生態系に対する影響がうかがえる事例が報告された（Yamada et al.,
．伊自良湖流域では 1994
2007；Matsubara et al., 2009）年の旱魃による生育の低下により N 吸収量が低下したこと， Ca 吸収量の低下などによる土壌 pH の上昇によってN 無機化，硝化の促進が起こったことにより渓流水中のNO3 ―濃度が上昇し，窒素飽和の段階が 1 から 2 へと変化した（Nakahara et al., 2010）．また， NO3 ― 濃度の上昇に伴う一時的な酸性化が観測され，窒素飽和の可能性が示された（Kamisako et al., 2008）．多量の N 沈着はスギの水分
ストレスによる衰退を深刻化させていることが示唆された（Nagakura et al., 2008）．
奥日光のコメツガ生葉中の Mg 含有量は地質的な要因により低く，環境ストレスに対する耐性の低下につながる可能性が指摘された（谷川ら，2009）．道路沿いのブナの衰退
は大気汚染物質ではなく， O3 濃度の影響を受けている可能性が示唆された（Kume et al., 2009）．
大気汚染の影響が比較的小さい北海道北部では，土壌微生物による窒素有機化が窒素保持メカニズムとして重要であった（柴田・福澤，2009）．林齢の異なるスギを中心とした人工林の集水域では渓流水中の NO3 ― 濃度が集水域
特性よりも林齢に影響されており（福島・徳地， 2008a；，除伐や間伐による影響は
Tokuchi and Fukushima, 2009）
見られなかった．急斜面にある若い林分は大気由来の NO3だけでなく，土壌の NO3 も効率良く保持できていないた
めに，渓流水中の NO3 濃度が高いと判断された（Tobari．高い ANC によって皆伐とそれに続く植生
et al., 2010）の回復過程における NO3 ― 流出が渓流水の酸性度に影響することはなかった（福島・徳地，2008a；Fukushima and．
Tokuchi, 2009）
火山灰を母材とした褐色森林土（Imaya et al., 2007,2010a）の B 層に保持される NO3 ―の量は土壌炭素含有量と負の相関があり（浦川ら，2007）， 100 g―C kg― 1 以下で．AEC
NO3 ―の相対移動速度が抑制される（三木ら，2009）の大きな土壌では，正荷電の一部しか硝酸保持に働かず（Kubotera and Wada, 2008），黒ボク土における NO3 ―の吸着および移動遅延は SO42 ―共存下で小さかった（前田ら，．土壌中の水・溶質移動モデルを用いる際に NO3 ―2008）

第 6 号 （ 2011 ）の吸着保持を考慮する必要性が示された（浦川ら，2009）．
定山渓における渓流水中の NO3 ― 濃度は流量ピーク時に上昇しなかった（相澤ら，2008）が，大規模降雨イベント時に迅速な排水が起こる四万十川源流部の森林生態系（篠宮・吉永，2007）では NO3 ― 濃度は流量との間に正の相関が見られ，降雨規模が大きくなると負の相関関係が見られた（篠宮ら，2007）．このように日本では，渓流水中の―NO3 濃度の変動は，植物による N 吸収や土壌有機物の分
解の季節変動ではなく，水文条件により強く制御されており（大手・徳地，2010），複数のスケールでのモニタリング
がより本質的な情報をもたらすことが指摘されている（大手ら，2010）．流域スケールの硝化活性の変動は，地理情報から予測することが可能であり（Ito et al., 2008），硝酸態
窒素生成量は流出窒素ポテンシャルに影響した（伊藤ら，．
2008）
人為起源の過剰な反応性窒素の供給が増大するアジア（Hayashi and Yan, 2010）で，気候―水文条件の相違が物質循環上の差異に現れるのか，その影響の評価が不可欠である（大手・徳地，2010）．森林生態系における物質循環とそれに対する森林施業などの影響について明らかにするためには，地域特性を考慮する一方で，施業影響下での物質循
環モデルのパラメータ化が重要である（柴田ら，2009）．
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第 8 部門

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