ISSN 0387-6012

土壌の物理性第 123 号

平成 25 年 3 月 20 日発行（年 3 回発行） 昭和 45 年 7 月 31 日

学術刊行物承認ISSN 0387-6012

Journal of the Japanese Society of Soil Physics
土壌の物理性No. 123

March, 2013

1

土壌の物理性Journal of the Japanese Society of Soil Physics

5
11
19
25
31
37
43
51

二〇一三年 三 月

Foreword……………………………………………………………………………………… T. MOROIZUMI …
Symposium reviews
Soil organic matter dynamics and soil fertility improvement in upland field
Function of soil organic matter and effective application of organic matter in arable land……………………………………………………………………………………………… M. TANI …
The organic matter management under the environmental friendly agriculture in Hokkaido……………………………………………………………………………………… H. TAKEUCHI …
Land improvement using organic fertilizer in upland fields……………………………………………………………………………………… H. AKASAKA …
Soil carbon storage and its dynamics in Wet Andosols in the Tokachi district of Hokkaido………………………………………………………………………………………… N. SEKIYA …
Current situation and future outlook for the use of organic matters in Tokachi region………………………………………………………………………………………… T. OKAZAKI …
Discussion at the 54th symposium on soil organic matter dynamics and soil fertility improvement in upland field………………………………………………… J. KASHIWAGI, Y. IWATA and T. NAKATSUJI …
Abstract of poster session……………………………………………………………………………………………………………
Excursion tour of the biomass plants in Tokachi region held after the 54th symposium…………………………………………………………………………………………… Y. IWATA …
Original Paper
Remediation of cadmium-contaminated arable soils by washing with ferric（III）chloride: Effects of on-sitewashing on soil properties and the growth of okra（Abelmoschus esculentu）……………………………………… I. AKAHANE, T. MAKINO, H. KATOU, K. NAKAMURA
N. SEKIYA, T. KAMIYA, and H.TAKANO …
Relationship between two-region model and percolation theory for mechanisms of air flow in soils………………………………………………………………… K. FUKADA and K. NAKAMURA …
Effects of NAPL entrapped porous material diameters on Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）…………………………………………… J. NISHIWAKI, T. MIYAZAKI and M. MIZOGUCHI …
Note
Thermal conductivity of soils amended by sugarcane bagasse-derived biochar……………………………………………… K. KAMEYAMA, T. MIYAMOTO and T. SHIONO …
TopicsEstimation of carbon and nitrogen movement in ecosystems at regional scale – connecting researches atlaboratory scale and global scale
Estimating annual plant carbon inputs to the soil and modelling future changes in soil carbon stocks in croplands…………………………………………………………………………………………… N. KOGA …
Regional modelling of carbon dynamics in Japanese forest soils……………………………………………………………………………………… S. HASHIMOTO …
Feature series: Regional scale evaluation of soil gas exchange at forest and agricultural ecosystems based on field
monitoring results………………………………………………………………………………… N. KATAYANAGI …
Broad-scale evaluation of soil gas exchange with process-based models: current status and problems………………………………………………………………………………………………… A. ITO …
Estimation of carbon and nitrogen content in surface horizon using “Soil Information Web Viewer”…………………………… Y. TAKATA, A. LEON, M. NAKAI, H. OBARA and K. KOHYAMA …
Uncertainty and possibility of Regional assessment……………………………………………………………………………………… S. D. KIMURA …
Readers’ column………………………………………………………………………………………… K. FUKADA …
Announcements……………………………………………………………………………………………………………
Editor’s Postscript ……………………………………………………………………………………………………………

第一二三号

Contents

2013 年 3 月

第 123 号

55
65
73

81

89
93
101
109
117
125
129
130
132
土
壌
会

http://www.iai.ga.a.u-tokyo.ac.jp/jssp/

学

Research Faculty of Agriculture, Hokkaido University
Kita9 Nishi9, Kita-ku, Sapporo, Hokkaido 060-8589 Japan

理

Japanese Society of Soil Physics

物

Published by

土壌物理学会Japanese Society of Soil Physics

土壌の物理性
第 123 号2013 年 3 月

目

次

巻頭言
「専門バカ」になる！
諸泉利嗣

.....

1

中辻敏朗

.....

3

谷

昌幸

.....

5

竹内晴信

.....

11

赤坂

浩

.....

19

関谷長昭

.....

25

岡崎智哉

.....

31

柏木淳一・岩田幸良・中辻敏朗 .....
2012 年度土壌物理学会大会講演会ポスターセッション：土壌物理研究の最前線.....
Challenges of Soil Physics 発表要旨

37

シンポジウム特集
第 54 回土壌物理学会シンポジウム「畑地の土壌有機物動態と土づくり」
土壌有機物の機能と有機物を活用した土づくり
北海道の環境保全型農業における有機物利用の技術的対応
畑地の基盤整備と土壌有機物
十勝地域の多湿黒ボク土における土壌有機物動態
十勝地域における有機物資源の利用実態
第 54 回土壌物理学会シンポジウム総合討論2012 年度土壌物理学会大会 エクスカーションの紹介
岩田幸良

.....

43

51

論 文
塩化鉄（III）を用いたオンサイト化学洗浄によるカドミウム汚染土壌の修復―化学洗浄が土壌理化学性およびオクラ（）の生育に及ぼす影響―
赤羽幾子・牧野知之・加藤英孝・中村 乾
関谷尚紀・神谷 隆・高野博幸 ..... 55
土壌の通気メカニズムにおける二領域モデルとパーコレーション理論の関係
深田耕太郎・中村公人 ..... 65
NAPL 吸収多孔体径が Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）に与える影響
西脇淳子・宮﨑 毅・溝口 勝 ..... 73

研究ノート
バイオチャーを混入した土壌の熱伝導率
亀山幸司・宮本輝仁・塩野隆弘

.....

81

表紙写真の説明2012 年 11 月 2 日に土壌物理学会大会が帯広市とかちプラザで開催された．翌 3 日の午前中のエクスカーション
では，シンポジウムのテーマである「畑地の土壌有機物動態と土づくり」に関連し，鹿追町のバイオガスプラ
ントや芽室町の大規模堆肥製造施設を見学した．また，清水町の美蔓パノラマパークで十勝平野を特徴付ける
段丘地形や防風林，日高山脈等を見学した．今号掲載の「2012 年度土壌物理学会大会エクスカーション紹介」（シンポジウム特集）をご参照ください．

広域評価特集
農地への有機物由来炭素投入量の推定と農地土壌炭素蓄積量のモデリング古賀伸久 ..... 89
森林における土壌炭素動態のモデルを用いた全国評価
橋本昌司 ..... 93
実測値に基づく農林地生態系ガス交換量の広域評価
片柳薫子 ..... 101
陸域プロセスモデルによる広域の土壌ガス交換推定：現状と課題
伊藤昭彦 ..... 109
土壌情報閲覧システムを活用したわが国の農耕地作土層中の炭素・窒素賦存量の試算
高田裕介・レオン愛・中井 信・小原 洋・神山和則 ..... 117
広域評価の不確実性と可能性
木村園子ドロテア ..... 125

土粒子
土壌の音色

会務報告
編集後記

深田耕太郎 ..... 129..................................................................................................................................................................................... 130..................................................................................................................................................................................... 132

㧠᦬㧝ᣣ߆ࠄේⓂᛩⓂవ߇ᄌࠊࠅ߹ߔ
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Fax. 059-231-9684

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Tel. 03-5841-5344

Fax 03-5841-8169

E-mail spsyomu@ml.affrc.go.jp

巻 頭 言「専門バカ」になる！
諸泉利嗣 1

私はこの職業に就く前，おそらく高校生の頃から，研究者になれるのならよい意味での「専門バカ」になりたいと考えていた．そういう姿勢に憧れさえ抱いていた．ここで言う「専門バカ」とは，「一つの研究テーマを一生追い続け，徹底的に専門を究める」という意味である．それに対する思いは，正直なところ今も変わらない．
では，現実はどうなのか．どうやら，最初に抱いていた憧れとは違った方向へ進んでしまっているようだ．そもそも「専門」とは何なのか．当初の憧れが間違っていたのか．私の研究生活は残すところ 10 数年と迫ってきた．今更何を言っているのだとお叱りを受けるかもしれないが，残された時間を有意義に過ごすためにも，専門を究めるとは何かについて自身のこれまでの研究を振り返りながら考えてみたい．
研究者ならば誰でも，「私の専門分野は○○○です」と自己紹介することがよくある．ここ 10 年間，土壌物理学会
で事務局と編集委員長を担当させていただいたことから，さしずめ「私の専門は土壌物理学です」とすべきところ，
残念ながら自信を持ってそう言えない．土壌物理学の範疇にある研究テーマを追い続けているとは言いかねるからだ．
いつの頃から，このようになってしまったのだろうか．学位を取得するまでは，土壌中の熱 ･ 水同時移動について研究しており，確かに土壌物理学が専門分野と言えた．この研究を進める過程で，地表面境界条件にエネルギーフラッ
クスを設定する必要が生じた．身近に教えを請う人がいない環境下にあったため，文献を頼りに熱収支や微気象の勉
強をし，観測システムも一人で作った．熱収支や微気象も，いったん研究し出すととても魅力的で面白い．さらに，
室内実験と野外実験に加えて，数値解析も行うことにしたので，有限要素法の勉強に励みプログラムコードも自分で作成した．
このように，学位論文に関係する研究を通して，関連する様々な知識を吸収し研究の基礎とすることはよくあると思う．その後，その中から研究テーマを絞り込み専門性を究めていく，あるいは，それらを踏まえた上で全く別のテーマに着手し，その専門性を追究していくこともあるだろう．私の場合は生来の気の多い性格もあって，土壌中の水も熱も，熱収支も微気象も，さらに数値解析もと興味は尽きず，あげく迷走し始めていた．
ここ 10 年ほど複数の大型プロジェクト研究に参加する機会を得た．そこで貴重な経験をさせていただいた上に業績も上がり，他分野の研究者とも多く知り合うことでたいへんな刺激を受けた．ただ大型のプロジェクト研究の場合，分担したミッションに自身の専門分野がぴたりと当てはまればよいが，そうでない場合もある．私の場合は，どうやら後者が多かった．徐々に研究対象分野の微調整を強いられる傾向にあった．具体的には，「衛星データを用いた広域実蒸発散量の推定」や「東南アジア大都市における水収支構造の評価」に取り組んだ．それ以来，このテーマをきっかけに，蒸発散推定手法の開発・改良に取り組んでいるが，もちろん，土壌物理学に関わる課題も継続している．二束の草鞋状態だ．一方，例えば HYDRUS の開発者のように数値モデルの開発改良だけに専心している研究者もいる．
そのような研究者が大型プロジェクトに参加する場合は，その専門性を期待されてのことが多い故，無理なく研究を進めることができるに違いない．
かつて，岩田進午さんは「研究者として基礎的な課題と応用的な課題を持っていると，片方が行き詰まったとき頭を冷やせるから時間がとれる」と生前話されていたという．また，水文・水資源学会元会長の椎貝博美山梨大学学長（当時）が，「成果が見込める課題と挑戦的な課題の両方とも大事ではないか」と学会誌で述べておられた．いずれも，
少なくとも研究テーマを２つくらいは同時期に持つのが良いとの考えが共通している．もちろん，一つの専門の範囲内でということが大前提であろう．
学位取得後から継続して同じ研究テーマを追い続ければその分野ではプロにはなれる．しかし，従来の研究者にありがちな「専門バカ」を養成し続けるのは，時代錯誤であると言わざるを得ず，研究テーマによっては研究資金の獲得もしにくいだろう．一つの専門分野を究める，あるいは状況に応じて対応していく，どちらが正解というものはな
い．望遠レンズを伸ばして一本の木に焦点を絞るも良し，広角レンズに付け替えて森全体を俯瞰するも良しかと思う．
研究者個々人の嗜好の問題であろう．私の場合は，以前ある学会誌に「研究テーマをもう少し絞り深く追求し，専門性をより一層高めることを今後の指針にしたい」と書いたことがある．当初の「専門バカ」になるという憧れは現在
でも抱いている．今一度自分の専門領域を見つめ直し，限りある研究生活の中で究めていきたいと思う．

1

岡山大学大学院環境生命科学研究科

第 54 回土壌物理学会シンポジウム「畑地の土壌有機物動態と土づくり」
土壌物理学会編集委員長

土壌物理学会では，2012 年 11 月 2 日に北海道帯広市の「とかちプラザ」において 2012 年度土壌物理学会大会を開催し，そのメイン企画として，第 54 回シンポジウム「畑地の土壌有機物動態と土づくり」を実施した．
一般に，有機物は土壌をその母材である岩石風化物と明確に区別するもの，すなわち土壌を完成させるものと言われている．土壌を土壌ならしめる有機物の量やその性質は土壌中の物理的・化学的・生物的諸反応の多くに関与する

中辻敏朗 1

竹内晴信（北海道立総合研究機構 中央農業試験場）
３．畑地の基盤整備と土壌有機物
赤坂浩（北海道農政部 農村振興局 農村計画課）
４．十勝地域の多湿黒ボク土における土壌有機物動態
関谷長昭（酪農学園大学）
５．十勝地域における有機物資源の利用実態
岡崎智哉（十勝農業協同組合連合会 農産化学研究所）
６．総合討論ことにより，農耕地の作物生産性に強く影響する．一方，

座長：加藤英孝（農業環境技術研究所）
・三木直倫（酪

地球規模でみると，土壌有機物に含まれる炭素量は植物バ

農学園大学）

イオマスや大気中炭素量の 2 〜 3 倍にも達するため，土壌有機物の動態（分解，蓄積）は地球温暖化にも影響する．

本特集では，シンポジウムの内容を学会員に広く周知す

近年は，温暖化緩和策としての土壌炭素隔離の重要性が指るため，発表内容をベースに講演者に執筆いただいた報告

摘されており，この観点からも土壌有機物の動態や機能の5 編，および事務局編集による総合討論の概要を以下に掲

理解，制御と保全が強く求められている．

載する．

以上の背景から，今回のシンポジウムでは，畑土壌の有

この他，大会では例年通りポスターセッション「土壌物機物動態に関する理解を深めるとともに，有機物を活用し理研究の最前線」が設けられ，38 本の発表が行われた．

た土づくりによる持続的な畑土壌管理のあり方を論議する

色とりどりでアピール力にあふれる多くのポスターの前ことを目的に，以下の 5 名の演者よる講演と総合討論を実で，活発な論議と情報交換が繰り広げられる光景が見受け施した．

られた．また，今年度は，北海道の十勝という農業生産現場の最前線での開催であったことから，大会翌日の午前中

１．土壌有機物の機能と有機物を活用した土づくりに，帯広市周辺の農業関連施設を見学するエクスカーショ

谷昌幸（帯広畜産大学 地域環境学研究部門）

ンも企画され，寒風吹き荒ぶなか，多数の参加者を得た．

２．有機物管理と作物生産（本号では「北海道の環境保

これらについても本号に報告があるので，是非ご一読いた

全型農業における有機物利用の技術的対応」に改題）

だきたい．
1
Hokkaido Research Organization, Agricultural Department, Central
Agricultural Experiment Station, Naganuma, Hokkaido, 069 ‒1395
Japan. 北海道立総合研究機構農業研究本部中央農業試験場

シンポジウム特集
総 説5
Reviews., March 2013, Vol. 123, 5 ‒ 10

土壌有機物の機能と有機物を活用した土づくり
谷 昌幸 1
Function of soil organic matter and eﬀective application of organic matter in arable land
Masayuki TANI1

1. 土壌有機物と土壌肥沃度
土壌有機物は土壌の様々な機能を担う主要な構成成分
であり，土壌の化学性，物理性，生物性および肥沃度を性アルミニウムが多いためリン酸吸収係数が著しく高く，施肥リン酸の可給性が作物生産上の制限因子となる
ために，有機物含量が多くても土壌肥沃度が高いとは言えない．

大きく支配する（熊田，1981）．土壌有機物は化学的溶

また，十勝地域の黒ボク土畑土壌表層土 51 点を対象

解度，存在形態や機能などに応じていくつかの種類に分に，全炭素含量と交換性カルシウム量および水溶性カル

けることができるが，その大部分は腐植物質である（松シウム量の関係を調べたところ，交換性カルシウム量は中，2003）．農耕地土壌では有機物を施用することによ

全炭素含量が多い，つまり陽イオン交換容量が高い土壌

り土壌有機物の機能を引き出し，肥沃度を向上させるこで多いが，水溶性カルシウム量は全炭素含量が多い土壌とも期待される．ただし，「土壌有機物に富む土壌」がで少ない傾向が見られた（Fig. 1）．これは，黒ボク土「土壌肥沃度が高い土壌」であると単純に結び付けるこ

表層土に含まれる腐植物質に対するカルシウムの吸着選とはできない．ここでは，土壌有機物と土壌肥沃度との択性が著しく高く，土壌溶液への分配が少ないことを示

少し複雑な関係について，北海道十勝地域の農耕地土壌していると考えられ，腐植物質の荷電特性や吸着特性なを例にして概説する．

どを考慮に入れて，養分の保持能と放出能のバランスを北海道の農耕地面積は約 119 万 ha であり，その土壌評価する必要があることを意味する（伊藤ら，2011）．

は火山性土 35 %，台地土 21 %，低地土 35 %，泥炭土以上のことから，土壌有機物や腐植物質が土壌肥沃度

9 % に大きく分類される．日本有数の大規模な畑作畜産に及ぼす影響を評価するためには，その種類や特性の違地帯である十勝地域の農耕地面積は約 25. 7 万 ha であり，いに応じた機能の違いを把握して理解することが重要でその土壌は黒ボク土や多湿黒ボク土などの火山性土があり，農耕地土壌における有機物施用の役割と意義を再

49 % と半分近くを占め，次いで低地土 34 %，台地土

考する上でも，どのような種類の有機物に，どのような13 %，泥炭土 4 % に分類される（橋本，2008）．十勝地

機能や土壌改良効果を期待するのかを明確にすることが域には，海退および河川による下刻作用によって形成年必要である．

代の異なる段丘地形が発達しており，高位段丘や中位段丘には洪積期と沖積期に堆積した火山灰を主な母材とす

2. 土壌有機物の種類と機能

る黒ボク土，低位段丘には沖積期に堆積した火山灰と河土壌有機物は，比較的分解されやすい画分が微生物の川堆積物，低地には河川堆積物から生成した黒ボク土や基質となって無機化され，植物が吸収可能な形態の養分

低地土が分布するパターンを示すことが多い（菊地，を供給するとともに，比較的分解されにくい画分，とく2008）．

に腐植物質が団粒の形成と土壌構造の発達，養分の保持

十勝地域の典型的な段丘地形面上の普通畑土壌の表層や緩衝能の増大などに貢献する．そのため，農業生産に土について理化学性を比較すると，黒ボク土で土壌有機おける物質や水の循環に重要な役割を果たす（松中，物含量が多く，とくに地下水湿性の影響を強く受ける厚2003）．一方，近年では地球温暖化抑制を背景に，土壌層黒ボク土で顕著に全炭素含量が多い（Table 1）．土壌

有機物の機能の一つとして炭素隔離（土壌中での炭素の有機物含量が多い黒ボク土では，養分保持能や緩衝能の貯留とその長期的な安定化）が認識されるようになった指標となる陽イオン交換容量が著しく高いが，酸性シュ（IPCC，2007；藤嶽ら，2012）．

ウ酸塩可溶アルミニウム量の多さが示すように，アルミ

広義の土壌有機物とは，土壌中に存在する全ての有機

ニウム−腐植複合体や非晶質・準晶質粘土鉱物などの活物を示し，生物（バイオマス）と非バイオマスに大きく分けることができる（Fig. 2）．バイオマスのうち，ほ1

Obihiro University of Agriculture and Veterinary Medicine,
Obihiro, Hokkaido 080 ‒ 8555, Japan.
Corresponding author ： 谷 昌幸，1 帯広畜産大学
2012 年 12 月 20 日受稿，2013 年 3 月 12 日受理
土壌の物理性 123 号，5 ‒ 10（2013）

とんど分解されていない植物根などの動植物遺体を取り除いた，いわゆる風乾土に含まれる有機物が狭義の土壌
有機物（腐植）を指す（松中，2003）．この土壌有機物
は，土壌中での分解と合成の平衡の下に存在する腐植物

土壌の物理性 第 123 号（2013）

6

Table 1 十勝地域の典型的な段丘地形面に位置する農耕地土壌の表層土における理化学性の比較（谷・加藤，2011）．

地形面

土壌分類

土性

全炭素
含量
‒
（g kg 1）

酸性シュウ
酸塩可溶ア
ルミニウム量‒（g kg 1）

陽イオン
交換容量
‒
（cmolc kg 1）

リン酸吸収
係数

低地沖積面

褐色低地土

CL

23. 0

7. 9

17. 6

670

低位段丘面

下層低地黒ボク土

L

53. 3

36. 9

23. 1

1900

中位段丘面

厚層黒ボク土

CL

87. 6

34. 2

38. 3

2170

高位段丘面

淡色黒ボク土

L

35. 2

44. 9

20. 3

2020

Fig. 1 十勝地域の黒ボク土畑土壌表層土 51 点における全炭素含量と交換性カルシウム量および水溶性カルシウム量との関係（伊藤ら，2011）．

モン類似作用による植物の生育促進，5）団粒の形成と土壌構造の安定化，6）土壌への吸熱効果および土壌の保温効果，7）土壌微生物への栄養源などが挙げられる（松中，2003）．ただし，これは前述した様々な種類の土
壌有機物の機能を総合的に捉えたものであり，対象とす
る土壌有機物の生分解性や溶解性によっては，これらの機能を有しない場合もあり得る．例えば，難分解性の有機物は微生物の基質となりにくいため無機化による養分供給効果は期待できない．つまり，生物性や化学性にFig. 2 土壌中に存在する有機物の種類と区分（松中，2003 を一部改変）．

よって分別あるいは分画された個々の土壌有機物画分
は，農業生産や環境保全において土壌有機物に期待されている機能を全て発揮できるわけではないことを再認識することが必要である．

質と非腐植物質に分けられ，腐植物質は化学的溶解度に基づいて腐植酸，フルボ酸，ヒューミンに分別される．

3. 土壌の腐植物質と溶存有機物

ただし，これらの腐植画分は化学分析操作によって規定

3. 1. 土壌の腐植物質とその機能された有機物画分であり，土壌中の暗色有機物質である

土壌有機物の主成分である腐植物質は単一な物質では腐植物質の全体的な概念と一致するわけではない（石なく，土壌に遺体や代謝産物として加わる多様な生体成

渡，2008）．

分が，微生物による分解・代謝，化学的な分解や変質に土壌有機物の機能としては，1）無機化に伴う植物へ

よって変化し，同時に土壌の粘土や無機物との相互作用の養分供給，2）養分の保持と土壌緩衝力の増大，3）養の下で触媒反応，吸着分配作用や続成作用を受けて生成分の有効性や有害物質の調節，4）他感物質効果やホルする混合高分子物質である（藤嶽ら，2012）．実験操作

シンポジウム特集

総説：土壌有機物の機能と有機物を活用した土づくり

7上，希アルカリ溶液に可溶で酸に不溶な腐植酸，希アル
カリ溶液にも酸にも可溶なフルボ酸，希アルカリ溶液に不溶なヒューミンに分画されるが，この分画は操作上の

0. 79

0. 66

0. 37

便宜的に分画された連続的な物質群であり，その機能が土壌腐植酸の化学構造特性は起源となる有機成分や反
4. 3

4. 2

4. 8

応生成場である土壌環境に依存し，これらに応じてある
程度類似した特性を示すことが予想されるため，平均的な化学構造に基づいて特徴付けを行うことは可能である（ 藤 嶽 ら，2012）． と く に，13C 核 磁 気 共 鳴 分 光 分 析

14. 5

19. 5

16. 2

（NMR）法を用いた構造解析は，骨格炭素の情報が直接得られ，官能基や各種炭素の帰属が比較的容易に行えるため，腐植物質の構造特性を明らかにすることが可能である（藤嶽，2003）．褐色森林土，黒ボク土および埋没
黒ボク土から抽出・分画された腐植酸では，官能基組成

8. 4

8. 1

6. 9

が大きく異なる（Table 2）．埋没黒ボク土腐植酸の化学構造は大部分が芳香族とカルボキシル基からなるのに対し，黒ボク土では脂肪族炭素や糖類，メトキシル基の存在が認められ，褐色森林土では芳香族炭素のピークが相対的に小さく，フェノール基のピークが観察される．さ
56. 0

42. 0

22. 1

ら に， 各 腐 植 酸 の 構 造 特 性 は， と く に 芳 香 族 性（Aromaticity）の違いが顕著であり，いわゆる腐植化が進んだ腐植酸で芳香族性が高い傾向が認められる（藤嶽，2003；藤嶽ら，2012）．ここで述べる腐植化とは，腐植物
質の分解と重合の繰り返しの中で，腐植物質の難分解性
9. 4

10. 8

部分が相対的に残存していくことを示す（米林，2008）．
16. 0（110 〜 145）

（145 〜 165）

（165 〜 190）

（190 〜 220）

明確に分かれているわけではない．

（65 〜 110）phenolicaromatic
carbohydrate

フルボ酸はいずれも混合物であり，pH による溶解度で例えば，重縮合した芳香環が主体の構造特性をもつ腐植酸は，難生分解性で土壌中に長期安定に貯留されると考えられるために，このような腐植酸の存在は土壌への

2. 3

4. 9

11. 2

（48 〜 65）

methoxylである．また，カルボキシル基構造が多ければ，陽イオ
ン交換容量はもちろん，土壌中の重金属や放射性物質など汚染元素の挙動に及ぼす影響力を評価する指標となる（藤嶽ら，2012）．一方，炭水化物やメトキシ基などが多

5. 1

10. 6

22. 8

されやすく変化しやすい可能性がある．このように，同じ腐植酸と称しても，平均的な化学構造によって機能が異なり，腐植酸の多様性を踏まえて土壌における機能性

埋没黒ボク土黒ボク土に応じた評価を行うことが今後の重要な課題といえる．

褐色森林土（5 〜 48）い，いわゆる腐植化度の低い腐植酸は，土壌中で生分解
aliphatic

Carbon species（δ , ppm）

を表わすものではない（米林，2008）．また，腐植酸と炭素貯留プロセスの解明や促進技術の開発にとって有用

腐植酸

Table 213

C NMR スペクトルをもとに算出した腐植酸の官能基炭素組成（％）（藤嶽，2003 より引用）．

carboxylic

carbonyl

Aromaticity

定義によるものであり，必ずしも物質群の本質的な違い

3. 2 土壌の溶存有機物と溶存腐植物質
土壌腐植物質の構造特性や安定性を明らかにすること
は，地球規模の炭素循環や炭素隔離（長期的な安定化）を解明する上で重要である．一方，土壌系の内外における炭素や物質の循環，高等植物の生育に及ぼす影響などを考える上で，土壌固相中に存在する腐植物質だけではなく，土壌溶液中に存在し，可動性の高い溶存有機物や溶存腐植物質の動態と機能が注目されている．とくに農業生産において，腐植酸やフルボ酸などの腐植物質が，1）リン酸や微量要素の吸収促進，2）植物による腐植物

土壌の物理性 第 123 号（2013）8

質の直接吸収に伴う代謝活動への影響や無機イオンの吸壌型が異なる畑土壌および隣接する未耕地土壌の断面調

収促進，3）植物の発芽や発根，根や茎の生育などを促査を行うとともに，深さ 5 cm 毎に試料を採取し，畑土進する他感物質効果を発揮することなどが報告されてい壌と未耕地土壌における層厚のずれを考慮した上で（溝る（Nardi et al., 2002）．このような機能は土壌や堆肥

田ら，2008），仮比重と全炭素含量から面積あたりの炭などに由来する溶存腐植物質に特有なものであり，土壌固相に分配・固定されている腐植物質とは明確に区別さ素蓄積量を比較した（谷・溝田，2008）．その結果，畑土壌の深さ 0 ‒ 50 cm における全炭素量は未耕地土壌とれるべきである．

比較して，淡色黒ボク土では 12 %，厚層黒ボク土では

さらに，非腐植物質である炭水化物やアミノ酸，低分

25 %，普通褐色低地土では 51 % の減少であった（Table

子有機酸などの溶存有機物は，土壌中での存在量は少な

3）．厚層黒ボク土では排水改良に伴う酸素供給量の増

いが，微生物による分解と代謝の平衡の下に常に供給さ加，褐色低地土では土壌侵食や長期の耕作，土壌の鉱物れており，反応性の高い物質が継続的に影響を積み重ね組成などが影響したと考えられた．

ることによる累積的な機能についても評価することが必

農耕地土壌における土壌有機物（有機炭素）の管理と蓄積を積極的に行うことは，土壌の養分供給環境，化学要である．
普通畑土壌における溶存有機物は，化学肥料や堆肥の性，物理性，生物性の改善につながるだけではなく，土施用などの肥培管理の影響を大きく受けて変化する．北壌生産性の維持と向上，省資源による持続的生産に貢献

海道立十勝農業試験場（現在，北海道立総合研究機構十することが可能である．また圃場内への炭素蓄積による勝農業試験場）に 1975 年から設置された長期有機物連

地球温暖化抑制にも寄与することに鑑みると，とくに畑用試験圃場において，試験開始後 25 年間が経過した土壌では，耕起作業の改善（省耕起や最小耕起など）や2000 年に表層土を採取し，土壌溶液の溶存有機炭素濃様々な有機物資材（堆肥・緑肥・作物残渣など）の積極

度と金属錯化容量を分析した．その結果，化学肥料の施的な投入により土壌中の有機炭素を蓄積することが期待‒1用に加え，作物残渣すき込みや堆肥連用（30 Mg ha ）される．

を行うことにより，土壌溶液中の溶存有機炭素濃度は高4. 2 堆肥の腐植化と土づくり効果

くなり，それに伴って金属錯化容量も著しく増加した

土壌有機物の量を維持するとともに，その機能を活用（Fig. 3）
．とくに堆肥を連用することにより，化学肥料施するためには，作物残渣，緑肥，有機肥料，家畜ふん尿用区と比べて溶存有機炭素濃度や金属錯化容量が約 2 倍や堆肥などの様々な種類の有機物を，その目的に応じて近い値を示した．土壌溶液中の溶存有機物が錯体形成能

施用することが必要となる．

を有することは，金属イオンとの錯体形成による種形成

家畜ふん尿を主原料とする堆肥を圃場に施用する場と溶解の維持，リン酸などの無機陰イオンとの配位子交合，原料や副資材，発酵の程度，堆肥化処理の方式，堆換反応による吸着抑制効果などにつながると考えられる．

肥化期間などの要因により，その分解程度や理化学性，

4. 有機物施用と土づくり
4. 1 畑地の土壌有機物と有機物施用

腐植化の程度や腐植酸の性状などが大きく異なるため（李ら，2009；谷ら，2011），農耕地に施用した際の土づくり効果や土壌有機物としての機能は同じではない．

農耕地土壌では，森林や草地などの自然土壌とは異な

北海道では，年間に排出される家畜ふん尿の多くは乳り，耕起や施肥などの管理作業に伴って土壌有機物が生

牛ふん尿（約 1440 万トン）や肉牛ふん尿（約 400 万ト

分解されやすくなるとともに，とくに畑土壌では有機物ン）などの牛ふん尿である（北海道立農業・畜産試験場の投入量が少ないため，有機物の損失量が供給量を上回

家畜ふん尿プロジェクト研究チーム，2004）．とくに乳る場合には，土壌有機物が減少する方向に平衡がシフト

牛ふん尿の場合は，飼育頭数の多頭化やフリーストール

する．

牛舎導入によって，水分含量が 80 % を越えるようなふ

農耕地土壌，とくに普通畑における炭素量の減少量をん尿が排出され，堆積しても好気発酵が全く進まない分把握するために，北海道十勝地域の 3 地点において，土解不十分な状態で圃場還元されることが多くなっていFig. 3 北海道立十勝農業試験場（現在、北海道立総合研究機構十勝農業試験場）の長期有機物
連用圃場から採取した淡色黒ボク土畑土壌表層土における土壌溶液の溶存有機炭素濃度と金属錯化容量（谷ら，未発表）．

シンポジウム特集 総説：土壌有機物の機能と有機物を活用した土づくり

9

Table 3 十勝地域の未耕地土壌と農耕地土壌における層厚のずれを考慮した面積当たりの全炭素量（溝田・谷，2008）．

未耕地土壌

農耕地土壌

調査地点

土壌分類

深さ
（cm）

炭素量
‒
（kg m 2）

深さ
（cm）

炭素量
‒
（kg m 2）

農耕地／未耕地

芽室町中伏古淡色黒ボク土0 ‒ 75

13. 0

0 ‒ 50

11. 4

0. 88

音更町西中音更

厚層黒ボク土0 ‒ 7049. 2

0 ‒ 50

36. 9

0. 75

幕別町相川

褐色低地土

0 ‒ 95

12. 4

0 ‒ 50

6. 1

0. 49

Table 4 堆肥の圃場還元利用と期待される土づくり効果．

効果と具体例
作物養分としての効果
窒素については緩効性肥料（難生分解性窒素）
リン酸は無機化が進み高い肥効率（100 % 以上か）
微量必須元素（銅や亜鉛など）の供給源
安定腐植としての効果
土壌改良効果（通気，保水と排水）養分の保持機能（陽イオン交換容量の増加）
土壌の緩衝能（土壌炭素の安定的貯留）
溶存腐植としての効果
錯体形成能や配位子交換能による養分の可給化
植物生理活性の向上（他感物質効果，ホルモン類似作用）
土壌構造（耐水性団粒）の形成と維持

る．農業生産現場で生堆肥と称されることもある資

5. おわりに

材は，タンパク態窒素やセルロースを多く含み，土壌中で微生物により無機化されるため，微生物の基質や作物

一般的な普及書などで見かける「有機物を施用すれば養分の供給源としての効果が期待できる．一方，麦稈や土壌微生物が増える」，「堆肥を入れれば土壌の養分保持

バークなどの副資材とともに好気発酵した牛ふん尿堆肥

能や団粒が増える」などといった，単純化されたイメー

は，腐熟の進行により腐植化が進み，土壌中の微生物にジは，農耕地土壌への有機物施用を推奨する

とっては難分解性の土壌改良資材としての効果が期待でけきる（李ら，2009）．一方，好気発酵を伴う堆肥化が行うな有機質資材（構成成分，生分解性，機能性）を，いわれたとしても，堆肥化後の腐熟の進み具合により，腐つ（施用時期），どのくらい（施用量），どのような方法

植化が進行せず，植物原料に由来するリグニン構造が多（施用方法や混合深度）で土壌に投入するかなどの因子

く残存している資材も存在する．高い発酵温度を伴う一に基づき，どのような機能や土壌改良効果を期待するの

次発酵処理後に，十分な期間の二次ないし三次発酵をかを明確にすることが必要である

行った堆肥は，高い腐植化度を示すとともに，含まれる

きっかとしては良いかもしれない．しかしながら，どのよ

化学肥料の代替効果や， 有機物としての大括りの

溶存腐植酸の化学構造が土壌腐植酸に近い状態まで腐植

評価だけではなく，土壌有機物としての本来的な機能を化が進行する（谷ら，2011）．

最大限発揮させるための科学的な根拠に基づく有機物施

家畜ふん尿を主原料とする堆肥を圃場還元利用する場
合，少なくとも，窒素無機化特性など有機質肥料としての評価と，腐植化度などの腐植質資材としての評価などに基づいて（Table 4），どのような特性や機能を有する堆肥であるのかを理解し，その有効利用法を提案することが必要である．

用技術を構築し，それを提案することが，今後の重要なミッションである．

引用文献
藤嶽暢英（2003）：我が国の腐植物質研究とその展望 3．腐植
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10

土壌の物理性 第 123 号（2013）

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旨

土壌有機物は土壌の様々な機能を担う主要な構成成分であり，土壌の化学性や物理性，ならびに土壌肥
沃度を大きく支配する．土壌有機物はいくつかの種類に分けることができるが，その主体は腐植物質である．一方，農耕地土壌に有機物を施用することにより土壌有機物の機能を引き出すことも期待される．
ここでは，土壌有機物や腐植物質の種類と機能について概説するとともに，農耕地土壌における家畜ふん尿や堆肥など有機物施用の役割と意義を再考する．
キーワード：土壌有機物，腐植物質，溶存有機物，家畜ふん尿，堆肥シンポジウム特集
解 説11
Lectures., March 2013, Vol. 123, 11 ‒ 17

北海道の環境保全型農業における有機物利用の技術的対応
竹内晴信 1The organic matter management under the environmental friendly agriculturein Hokkaido
Harunobu TAKEUCHI1‒

1. クリーン農業における有機物施用の考え方‒

では 30 t ha 1y 1）としている．しかし，入手の困難さや経済的な問題から，必要な有機物量が圃場に十分施用さ北海道における環境保全型農業の取り組みは 1991 年

れるには至っていないと想定される（Table 2）．また，に道主導で始まったクリーン農業を端緒とする．これ

たい肥と同様に，収穫残渣や緑肥についても窒素，カリは，「たい肥等の有機物施用などによる土づくりに努め，の減肥対応を示しており，特にカリの減肥可能量が多い．

化学肥料や化学合成農薬の使用を必要最小限にとどめる1980 年代から 2000 年代前半にかけての道内の農地になど，農業の自然循環機能を維持・増進させ，環境とのおける全炭素量は，水田で横ばい，草地では 1. 5 ポイン

調和に配慮した安全・安心，品質の高い農産物の安定生

ト程度の増加，畑地では 1. 5 ポイント程度の減少となる産を進める農業」と定義される（北海道農政部，2010）．

傾向が明らかとなっており（道立農試，2010），特に畑

当初は，化学肥料，化学合成農薬の慣行対比 3 割減を目

地での腐植損耗が憂慮される．これは，面積当たり有機

標として，技術の開発や普及に官民挙げての取り組みが物施用量の減少と耕起深の深化による希釈効果が影響し進められてきた（奥村ら，2010）が，現在では，有機農ているものと推定される．

業や自然循環型畜産を含む広い概念となっている．この

一方，農地土壌における養分蓄積は全国的な問題であ

クリーン農業技術は北海道農業のスタンダードとなるこるが，北海道の大規模畑作地帯においても，近年リンやとを狙ったもので，以下で述べる認証制度とは異なるもカリの蓄積が進んでおり，土壌養分レベルに応じた施肥のである．このなかで有機物の施用は必ずしも義務づけ

量の増減を行うことが一層重要となっている．このたられていないが，有機物を利用する際の基本的な考え方

め，有機物施用量に応じた減肥や土壌診断に応じた増減や合理的かつ効果的な手法について「北海道における有肥の指導が強化されているが，次章で述べるような実際

機質資材の利用ガイド」（北海道農政部，2005）や「北の施肥場面での困難さから，十分な減肥対応には至って

海道施肥ガイド 2010」（北海道農政部，2010），「家畜ふいない．

ん尿利用の手引き 2004」（道立農畜試家畜ふん尿プロ

2. 有機物施用時の具体的な減肥手法

ジェクト研究チーム，2004）等の形で整理，公表されている．基本としては，地力維持のために，水稲，畑作‒‒

物，飼料作物では 10 t ha 1y 1，露地野菜や牧草，果樹で
‒

‒

‒

‒

クリーン農業では，作物，地帯，土壌，作型別の施肥標準を基に，当該圃場の土壌診断による施肥率と有機物

20 t ha 1y 1 ，施設野菜・花きでは 40 t ha 1y 1 のたい肥

施用時の減肥指針によって減肥可能量を算出し，それを施用を前提としている．その上で，例えば畑作物では，施肥標準から差し引くことで具体的な減肥量を計算する．

牛ふん麦稈たい肥 1 t あたり窒素 1 kg（あるいは全窒素

本稿では畑作物の事例として，でんぷん原料用バレイ

分析値の 20 ％），リン 1 kg（全リンの 20 ％，2013 年以ショを取り上げ，Table 3 にその計算手順の例を示した．

降は 60 ％に改訂予定），カリ 4 kg（全カリの 100 ％）基本は「北海道施肥ガイド 2010」に示される施肥標を減肥可能としている（Table 1）．また，作物の品質低準である．この成分別施肥量 ① から，土壌診断による下・倒伏，および硝酸態窒素の流亡を考慮して，畑作物

増減肥 ② として，有効態リンが「やや高い」水準では‒‒ではたい肥の単年度施用量上限を 50 t ha 1y 1（連用条件

リン施肥量の 20 ％減とされることから，リンを 40 kg‒

ha 1 減じた．また，交換性苦土が「高い」水準では，苦1Central Agricultural Experiment Station, Hokkaido Research
Organization. East6 North15, Naganuma, Yubari-gun, Hokkaido,
069 ‒ 1395, Japan.
Corresponding author ： 竹内晴信，1 北海道立総合研究機構中央農業試験場
2013 年 1 月 29 日受稿，2013 年 2 月 26 日受理
土壌の物理性 123 号，11 ‒ 17（2013）

土施肥不要とされている．次に，前作コムギのコンバイ
ン刈り株すき込みの対応 ③ であるが，C/N が高い麦稈
をすき込むと次作の窒素飢餓が懸念されるので，緑肥と共にすき込むことが奨励されている．このため，緑肥をコムギ跡地に導入した場合の窒素減肥可能量 ④ が示さ

土壌の物理性 第 123 号（2013）12
Table 1

たい肥の肥料としての効果（畑作物）．

たい肥の種類成分の目安量肥効率‒1（kg 現物 t ）（％，化学肥料＝ 100）

T‒N

T‒P2O5

T‒K2O

N

P2O5

K2O

牛ふんたい肥

5

5

4

201）

202）

100

バークたい肥55

3

0 〜 1020100

牛ふん尿スラリー

簡易法で濃度推定

石灰系汚泥コンポスト

18

37

2

3）

25 〜 35

60

100

20

20

100

（北海道施肥ガイド 2010）
注）（成分の目安量）×（肥効率）が減肥可能量となる．
1）
牛ふんたい肥の連用 5 年以上は窒素肥効率 40 ％，連用 10 年以上は 60 ％とする．
2）
2013 年以降，リン肥効率を 60 ％に改訂し指導される予定．
3）
飼料用とうもろこしのみ 60 ％とし，他の畑作物では未検討．

Table 2 十勝におけるたい肥の施用実態．
‒

施用率 1）（%）

施用量（t ha 1）

テンサイ

54. 9

34

バレイショ

2. 8

25

豆類

10. 7

28

秋まきコムギ13. 9

32

スィートコーン

13. 7

34

デントコーン

44. 3

31

全作物平均

18. 8

31

作物

圃場あたり年平均施用量‒ ‒＝ 31 × 0. 188 ＝ 5. 8（t ha 1y 1）（十勝土壌診断協議会他，2002 年）
1）

たい肥を施用した圃場数の割合．

‒

れており，コムギの刈り株すき込み量 2 t ha 1 程度，か論的に導出することができ，それを実現することで施肥‒コストの大幅な低減にも結びつく．例えば，一般的な牛‒

つエンバクの乾重が 4 t ha 1 では 35 kg ha 1 の窒素減肥量としている．カリの減肥量は，③ 鋤込んだコムギ刈‒り株に対応した減肥（40 〜 50 kg ha 1）と ④ エンバクす‒1

き込みに対応した減肥（100 〜 200 kg ha ）を行った．

ふん麦稈たい肥施用時の減肥可能量を単肥価格（2009‒年の十勝農試単肥購入価格）に置き換えると 2468 円 t 1に相当すると試算された．たい肥を連用した場合は窒素‒減肥可能量が増えるので，さらに肥料的な経済価値は高‒1

素， リ ン， カ リ そ れ ぞ れ 10，30，40 kg ha （ リ ン はまるが，この金額はたい肥の購入費や散布コスト等と比2013 年以降改訂予定の肥効率 60 ％とした）とされてお較すると必ずしも大きな額とはなっていない．むしろ問⑤ たい肥施用による減肥は，たい肥 10 t ha 1 あたり窒‒1分を減じた．最後に，極端な窒素題となるのは，窒素，リン，カリが一定の比率で含まれ減肥は初期生育の停滞を招くことから，最低限必要な窒ている化成肥料や複合肥料を用いると，特定の成分だけり，たい肥 30 t ha

‒1

素施肥量として 20 〜 30 kg ha を施用することとされを必要なだけ減肥できないことである．少ない労働力でており，スターター調整 ⑥ を行った．なお，有機物施

春に作業が集中する機械施肥の体系の下で，手間のかか用に伴う苦土の増減肥は設定されていない．

る単肥の組み合わせ体系に移行することは容易ではな

この例でわかるように，すき込んだ残渣や緑肥，たいい．これに対して，一部ではリン，カリを減じた減肥銘

肥に含まれる窒素，カリの寄与分が大きいことから，最柄複合肥料の開発，試用や，燐安の活用事例もあるが，終的には窒素施肥量がスターターのみとなり，カリや苦少数に留まっている．即ち，土壌診断と有機物を考慮し土は無施用で良いと評価される．このように減肥量を理た適切な施肥の実施は，生産者が手間をかけずにどのよシンポジウム特集

解説：北海道の環境保全型農業における有機物利用の技術的対応

13

Table 3 施肥適量の試算例．

■仮定条件
十勝中央地帯の火山性土
でんぷん原料用バレイショ「コナフブキ」を作付け■有機物管理‒前作は秋まきコムギ．コンバイン収穫後にたい肥 30（t ha 1）を散布し，エンバク緑肥を無肥料‒で作付け．エンバクが乾重約 4（t ha 1），C/N=15 程度になった頃，コムギの刈り株と共にすき込み．
■土壌診断結果‒‒
ｐＨ，カリは基準値内．熱水抽出性 N は 61（mg kg 1）．有効態リンは 400（mg kg 1）で「やや‒高い」水準．交換性苦土は 500（mg kg 1）で「高い」水準．
‒（kg ha 1）■施肥適量の計算
窒素

リン

カリ

苦土

①施肥標準

80

200

120

40

②土壌診断による増減

±0

‒40

±0

‒40

③残渣鋤込みによる減

④に含む

‒

‒45

‒

④緑肥鋤込みによる減

‒35

‒

‒100

‒

⑤たい肥施用による減

‒30

‒90

‒120

‒

⑥スターター調整

+5

‒

‒

‒

20

70

0

0

‒

差引成分量（kg ha 1）（北海道施肥ガイド 2010 を基に構成）

うに応用するかにかかっている．現状はそこまで行かず

は，水稲（湛水培養窒素），畑作物（熱水抽出性窒素），

とも，慣行的に行われる過剰な施肥の回避を指導してい露地野菜（生土培養窒素または熱水抽出性窒素），施設

る段階である．

野菜（硝酸性窒素）のように作物により異なっている．

3. 北のクリーン農産物（YES ! clean）表示制度

さらに，同じ畑作物でも，例えば熱水抽出性窒素 60 mg‒，テ
kg 1 なら，バレイショでは土壌窒素肥沃度が「高」クリーン農業によって生産された農産物であることをンサイ，秋まきコムギでは「中」，湿性土壌の秋まきコ

実需者へ情報提供するための表示制度として，北海道でムギでは「低」と評価されるなど，窒素肥沃度反応の違は，北のクリーン農産物（YES ! clean）表示制度が 2000

いに応じた評価区分としている（Table 4，5）
．第二に，

年から導入されている．この制度では，有機物の利用はたい肥等有機物施用量の下限および上限が示されてお安全・安心を担保する上で重要であるとの認識から，有り，下限量はクリーン農業における望ましいたい肥施用

機物の施用を義務づけており，作物や作型毎に，総窒素量と同量である．輪作時と年 2 作以上の場合はまとめて

施用量，およびたい肥等の施用下限量と上限量が示され施用することも可能であるが，施用上限量は 50 t ha 1y 1ている．生産集団（個々の生産者毎には登録を受けられを超えてはならない．第三として，「たい肥等」で示さない）は本制度に示される栽培基準に則った栽培履歴をれるように，施用する有機物を広く認めている点が重要認証機関によって認証，登録された上，生産物に証票ラである．認証にあたっては，たい肥類の施用下限量が牛ベル（シンボルマーク）を表示することができる．2012

ふん麦稈たい肥の量で示されるので，同たい肥 1 t あた

年度までに 66 品目 140 作型の登録基準（栽培基準）がり窒素 1 kg（窒素減肥可能量と同値）あるいは乾物 0. 3 t

示されており，延べ 390 集団が登録を受けている．

として，これと同じ換算量となる他の有機物で代替え施‒‒

本制度の施肥管理上の特徴として，以下の 4 点が挙げ

用することができる（Table 6）．例えば，エンバク緑肥られる．第一に，総窒素施用量の上限は，土壌窒素肥沃を生重 40 t ha 1 相当量を鋤込むことで乾物 6 t ha 1 施用

度水準別に与えられる．土壌窒素肥沃度の評価分析手法に換算でき，たい肥 20 t ha 1 施用したものと同等と見

‒

‒

‒

土壌の物理性 第 123 号（2013）14

Table 4 YES ! clean 栽培における土壌診断による窒素肥沃度水準の区分．

土壌Ｎ肥沃度水準

評価分析法

地目または作物の例‒1（mg kg ）

低

やや低

中

やや高

高

湛水培養Ｎ

〜 50

〜 70

〜 120

〜 140

140 〜

〜 70

〜 100

〜 150

〜 180

180 〜

〜 30

−

〜 50

−

50 〜

〜 50

−

〜 70

−

70 〜

〜 100

−

〜 150

−

150 〜

生土培養Ｎ

〜 15

−

〜 25

−

25 〜

熱水抽出性Ｎ

〜 30

−

〜 50

−

50 〜

硝酸態Ｎ

〜 50

−

〜 100

−

100 〜

水田
低地土（乾）
低地土（湿）
畑作物
バレイショ
テンサイ，秋まきコムギ A

熱水抽出性Ｎ

秋まきコムギ B
露地野菜
ハウス野菜

（「北のクリーン農産物表示制度」要領・様式集（改訂版），2010）
注）秋まきコムギの A 区分は，火山性土のうち乾性を呈し，かつ作土の腐植含量が「含む」以下のもの．台地土のうち褐色森林土，低地土の全て．B 区分は左記以外の土壌．

Table 5

YES ! clean 栽培における土壌肥沃度水準に応じて設定した総窒素施用量と化学肥料窒素施用量の上限．
‒（単位：kg ha 1）
土壌Ｎ肥沃度水準
作物

作型

低

中

土壌Ｎ肥沃度水準

高

低

中

慣行化肥

高

総Ｎ施用量上限量

化肥Ｎ施用量上限量

施用量

1）

‒

化肥削減率
（高の場合）2）（kg ha 1）

（％）

水稲

高収地帯

95

90

80

80

80

70

100

30

〃

低収地帯

75

70

60

60

60

50

100

50

バレイショ

露地

120

100

80

90

90

70

110

36

タマネギ

〃

180

150

120

130

130

100

200

50

ネギ

ハウス

250

200

150

140

140

90

250

64

（「北のクリーン農産物表示制度」要領・様式集（改訂版），2010）1）化学肥料の施用量（慣行レベル）．
2）土壌 N 肥沃度水準が「高」の場合に，化学肥料を施用上限量まで施用した時の慣行対比の削減率．

Table 6 YES ! clean 栽培におけるたい肥等有機物の施用下限量算出にあたっての窒素量および乾物量による相互
換算

施用種別
たい肥類

種類（例）
牛ふん麦稈たい肥

N 換算率

乾物率

N 換算量 乾物換算量（t ha ）
10

（%）
0.1

（%）
30

（kg ha 1） （t ha 1）
10
3

施用量
‒1

‒

‒

〃

バークたい肥

8

0

40

0

3

〃

石灰系下水汚泥 コンポスト

3

0.36

85

11

2.55

8

0.13

8

10

0.64

0.8

1.3

80

10

0.64

液状有機物 及び糞尿 牛ふんスラリー
〃
緑肥
〃
ほ場副産物
〃
有機質肥料

発酵鶏ふん
後作エンバク

20

0

15

0

3

間作赤クローバー

6.7

15

10

1.01

秋まきコムギ茎葉鋤込み

3.35

0.15
‒0.6

90

‒20

3.02

テンサイ茎葉鋤込み

10

0.1

15

10

1.5

魚かす

0.2

5

95

10

0.19

（「北のクリーン農産物表示制度」要領・様式集（改訂版），2010）
注）N 換算率，N 換算量とは，施用した有機物（現物）中の有効な（＝減肥可能な）N の割合，量を示す．

シンポジウム特集 解説：北海道の環境保全型農業における有機物利用の技術的対応

15

Table 7 十勝農試で実施したたい肥と収穫残渣の連用試験の方法．

試験期間：1975 〜 2004 年
輪作体系：テンサイ−ダイズ−春まきコムギ−バレイショ
有機物処理：（たい肥施用区は特記以外毎年 ha あたり，牛ふんバークたい肥）①化肥区，②たい肥 15 t 施用区，③たい肥 30 t 施用区
以上は残渣搬出④残渣区，⑤テンサイ時のみたい肥 15 t 施用区，⑥たい肥 15 t 施用区
以上は残渣すき込み

Fig. 1 たい肥と収穫残渣の連用が作物収量に及ぼす影響．
（縦軸は，化肥区を 100 とした収量比．テンサイ：根重，バレイショ：上イモ重，ダイズおよび春まきコムギ：
子実重．横軸は残渣も含む乾物重）．

なしている．この換算は，前作残渣や有機質肥料をも含

経済的なメリットを実感し難いことから，取り組みの拡

んでおり，後段で述べる試験例で明らかなように，有機大は必ずしも順調ではない．

物の種類に関わらず施用する乾物の量によって土壌改良効果が得られることに着目したものである．第四とし

4. 有機物の長期連用による土壌と作物生産性の変化て，化学肥料施用量の上限は，「総窒素施用上限量−た

これまで述べたことは，有機物の施用による肥料的効

い肥等有機物施用下限量（窒素減肥可能量に換算した果を査定し，一般化したものであるが，同時に土壌改良値）」により与えられる（Table 5）．農水省の特別栽培の効果も期待すべき点である．この観点から，畑作にお農産物に係る表示ガイドラインでは，化学肥料の施用上

ける有機物の長期連用試験結果を紹介する．

限量は慣行対比で 50 % 以下としているが，本制度では，

北海道立十勝農試では，畑作物に対する有機物の長期

化学肥料施用上限量を施用した場合の化学肥料削減率は連用試験を淡色黒ボク土において行い，Table 7 に示す

作物，作型によって異なり，50 % を下回ったり，大き処理，作物で 1975 〜 2004 年の 30 年間にわたり実施しく上回る例も生じる（Table 5）．

た結果をとりまとめた（中津・田村，2008）．試験開始

このように，本制度は有機物施用に係る技術的対応を

1 〜 10 年目，11 〜 20 年目，21 〜 30 年目をそれぞれⅠ

明確に打ち出した認証制度であるが，生産者にとっては期，Ⅱ期，Ⅲ期とすると，対照区（化肥区）の各作物の

土壌の物理性 第 123 号（2013）16

Fig. 2 たい肥と収穫残渣の連用が土壌特性に及ぼす影響．
（上段の土壌化学性は化肥区１年目を 100 とした比．下段の土壌物理性は 29 年目の実数値．横軸は残渣も含む乾物重）．

‒し，25 年目以降は 3 kg ha 1 程度に収斂した（Fig. 3）．
以上の試験結果から，たい肥のみならず残渣を含めた有機物の長期的施用は，もともと物理性の良好な黒ボク
土であっても，その改善効果が得られること，炭素や養分の蓄積効果の大きいことが明らかとなり，従来の有機物による土壌改良効果の知見を裏付けている．さらに，
たい肥の連用で窒素供給効果が増加し，施用するたい肥‒‒

10 t ha 1 あたり窒素 30 kg ha 1 の減肥を可能とする対応が適当であることが実証された．
Fig. 3

本試験は残念ながら 2007 年をもって中止したが，試テンサイに吸収されるたい肥由来窒素量の推移．

験区跡地は均一栽培で維持されており，今後，各処理区の土壌試料を供試した詳細な解析が期待される．

実収量はⅠ期からⅢ期にかけて増加する傾向にあり，気4. おわりに

象条件や，品種，防除技術の改善が大きく影響したと見北海道の生産現場における有機物（主にたい肥）施用

られる．各処理区の比較を行うと（Fig. 1，2），① 各作の考え方を，主に施肥量の適正化や土壌改善効果の視点

物の対照区に対する増収率は，たい肥の施用量だけではから，畑作物の例を中心に簡単に紹介した．有機物施用

なく，残渣を含めた施用有機物の総乾物重に比例して増の効果については古くから多くの検討が行われており，

加 す る． ② そ の 効 果 は， 根 菜 類（ テ ン サ イ， バ レ イ

その基本的な利用技術は整理されていると考える．まショ）ではⅠ期からⅢ期に至るほど大きくなるが，穀類た，生産者も指導者も，有機物利用の重要性は認識して（ダイズ，春まきコムギ）ではⅠ〜Ⅲ期の差が小さい．

いることに加え，近年は，消費者に対する安全・安心を③ 土壌理化学性も施用有機物の総乾物重に比例して改担保するものとして，さらに農地への炭素集積を図るた

善し，土壌改良効果が明らかであった．④ また，そのめの最重要手段として，その重要性がさらに増している

効果は有機物の連用年限が長くなるに従い明瞭となり，ものと考えられる．しかし，実際にその施用促進を図る

特に炭素量や有効態リン酸濃度において，Ⅰ期＜Ⅱ期＜ためには，良質なたい肥の作成の手間やコスト，ハンド

Ⅲ期となった．⑤ テンサイに吸収されるたい肥由来窒リングの問題，入手法等に多くの課題が残されており，‒1‒1

素量は，15 t ha 施用でたい肥 1 t あたり当初 1 kg ha

有機物の循環，流通体制の整備が必要である．現在も行程度であったものが，たい肥の連用年限に伴って漸増われている環境支払いの拡充等，インセンティブの充実シンポジウム特集 解説：北海道の環境保全型農業における有機物利用の技術的対応も必要であろう．

引用文献
奥村正敏・東田修司・大塚省吾（2010）：北海道のクリーン農業．
北海道農業と土壌肥料 2010，pp.179‒190．日土肥学会北海道支部編．北農会．札幌
北海道クリーン農業推進協議会（2010）：「北のクリーン農産物
表示制度」要領・様式集（改訂版）．
北海道農政部（2010）：北海道クリーン農業推進計画． http://
www.pref.hokkaido.lg.jp/ns/shs/10/clean/cl101227keikakuhonbun.pdf

17

北海道農政部編（2010）：北海道施肥ガイド 2010．北海道．
北海道農政部編（2005）：北海道における有機質資材の利用ガイ
ド．北海道．
北海道立農業・畜産試験場家畜ふん尿プロジェクト研究チーム
編（2004）：家畜ふん尿処理・利用の手引き 2004．北海道
立畜産試験場．
中津智史・田村元（2008）：30 年間の有機物（牛ふんバーク堆
肥および収穫残さ）連用が北海道の淡色黒ボク土の全炭素，
全窒素および物理性に及ぼす影響．日土肥誌 79（2）
：139‒
145．
道立農試（2010）：北海道耕地土壌の理化学性の実態・変化とその対応（1959 〜 2007 年）．平成 22 年普及奨励ならびに指導参考事項．pp.115‒116．北海道農政部．

要旨

北海道の環境保全型農業では，有機物の合理的かつ効果的な利用指針が定められており，有機物施用時‒‒の定量的な減肥量が算出できる．たい肥施用上限量は 50 t ha 1y 1 としているが，実際の施用量は少な
い．十勝農試の有機物長期連用試験では，残渣を含めた施用有機物の総乾物重増加に伴い，土壌理化学性の改善効果や作物の増収効果が認められた．
キーワード：たい肥，有機物，減肥，土壌改良，生産性シンポジウム特集
解 説19
Lectures., March 2013, Vol. 123, 19 ‒ 24

畑地の基盤整備と土壌有機物
赤坂 浩 1
Land improvement using organic fertilizer in upland ﬁelds
Hiroshi

AKASAKA1

1. はじめに
北海道の畑地面積は 931, 000 ha で，全国の 44. 6 % をは，土性改良客土，浅耕土客土，間隙組成改善客土（排水性と保水性の改善を目的とし，通称「pF 改善客土」と呼ぶ）に大別ができる．

占める．畑作物の農業算出額では 29. 5 % を占め，我が土性改良客土は，適正な土性となるように粘土含量，

国最大の畑作物供給地帯となっている．このうち，大規

砂含量などを考慮した一般的な客土である．浅耕土客土

模畑作経営が展開されている主な地域は，北海道東部のは，下層土（心土）が不良土の場合に改良目標作土深に十勝とオホーツク地域であり，この 2 地域の農業算出額

対し不足する厚さ分を客入し，適正な作土厚を確保する（耕種部門）は，道内の 41 % を占めている．1 戸当たりもので，粗粒火山灰などが主に使用されている．pF 改の経営面積は，十勝では 30 ha，オホーツクでは 25 ha

善客土は，作土の間隙組成から排水性（粗間隙）の改を超える農家が多く，コムギ，バレイショ，テンサイ，
マメ類の 4 品を主体とする輪作体系のなか，農作業機械の大型化により省力化が図られている．
これら十勝，オホーツク地域の畑地帯の農業生産を支えるために，北海道では暗渠排水，土層改良といった畑地の基盤整備事業（農業農村整備事業）を，毎年 100 億円規模で採択し，基盤整備の工事を実施している（Fig.
1，2）．

2. 畑地帯における基盤整備
2. 1 分布する土壌
北海道の農地には，物理性，化学性が不良な特殊土壌

Fig. 1 十勝・オホーツクにおける農地整備事業
採択事業費（畑地帯担い手支援型）．

と呼ばれる重粘土，火山性土，泥炭土が広く分布している．北海道の主要な畑作地帯である十勝，オホーツクの土壌においても，その分布状況は北海道全体の傾向と同様であり，火山性土，低地土，台地土，泥炭土の順に分布割合が高くなっている．（Fig. 3）．
2. 2 土層改良による基盤整備
北海道の特殊土壌のうち，特に灰色台地土などの重粘土は，堅密で排水性が悪い一方で，保水性に乏しい．このような営農に不利な条件である土壌に対し，排水改良などを目的に土層改良を実施し，作物の生産性向上を図っている．
土層改良には，農地の改良目的別に客土，土壌改良な

Fig. 2 十勝・オホーツクにおける土壌改良の年度別採択面積．

ど，いくつかの種類（工種）がある．このなかで，客土
1

Farm Community Planning Division, Bureau of Agricultural
Community Development, Department of Agriculture, Hokkaido
Government
Sapporo, Hokkaido, 060 ‒ 8588, Japan.
Corresponding author ： 赤坂 浩，1 北海道農政部農村振興局農村計画課
2013 年 1 月 17 日受稿，2013 年 2 月 18 日受理
土壌の物理性 123 号，19 ‒ 24（2013）

Fig. 3

北海道の土壌分類割合．

土壌の物理性 第 123 号（2013）20

Table 1 畑土壌の基準値・目標値．

物理性

化学性

項目

望ましい値

土性

SL 〜 LiC単位

粗間隙（pF1. 8 以下）

15 〜 25%

細間隙（pF1. 8 〜 3. 0）

10 以上

%

腐植含有率

5 〜 10%

備考（砂壌土〜軽植土）

土層改良計画指針（案）（北海道農政部，平成 23 年 2 月）より抜粋．

Table 2 オホーツクの整備対象圃場の土壌調査結果．

客土
地区

目標間隙率
（%）

原土の
細間隙率
（%）

土壌改良
客入土の
細間隙率
（%）

客土後の
腐植含有率
（%）

算定投入量
‒
（t ha 1）

実際の投入‒量（t ha 1）

A

10

3. 9

17. 5

1. 5

350

40

B

10

3. 4

42. 9

2. 0

275

40

C

10

5. 0

20. 5

2. 4

217

40

D

10

2. 8

12. 6

2. 5

188

40

Fig. 4

工事前圃場の状態．

Fig. 5

ダンプトラックによる客土材の運搬．

Fig. 6

ブルドーザによる放下整理．

Fig. 7

客土厚の確認．

シンポジウム特集 解説：畑地の基盤整備と土壌有機物

Table 3１21

有機質資材の特徴．

有機質資材の分類とその施用効果

木質資材

バーク堆肥
おが屑堆肥

繊維質資材

こう桿類堆きゅう肥
牛糞
乾燥牛糞

窒素質資材

鶏糞堆積物

２

有機質資材の特性一覧
施用効果

分類

家畜糞少量混合バーク堆肥
家畜糞少量混合おが屑堆肥
籾殻堆肥
牛糞堆積物

豚糞堆積物

粗大有機物堆肥

汚泥コンポスト

物理性の改善化学性の改善

大
中
小

中
大
小

木質資材
繊維質資材
窒素質資材

地力窒素供給量の改善
小大中善，保水性（細間隙）の改善に区分している．排水性改後に，細間隙は改善されるが，腐植含有率は 1. 5 〜 2. 5 %善の場合は，作土層の pF 1. 8 以下の間隙（粗間隙）をと低く，目標値の 5 % を下回ることから，土壌改良と15 % 〜 25 % に改良するために客土を実施する．また，して有機質資材を投入している．

保水性改善の場合は，作土層の pF 1. 8 〜 3. 0 の間隙（細有機質資材の投入条件は次の２項目である．① 現況作間隙）を 10 % 以上に改良するために客土を実施する．

土の腐植含有率が低い場合，② 客土等により腐植含有率

なお，畑土壌の基準値・目標値は北海道の土層改良計画が不足する場合．

指 針（ 案 ）（ 北 海 道 農 政 部，2011） で 示 し て お り，Table 1 のとおりである．

また，有機質資材の投入量は，次の５項目を考慮し決定する．① 投入量は土層改良計画指針（案）（北海道農政このような各種客土を実施した場合，客土材には主に部，2011）に基づき算定する，② 投入量は腐植含有率

粗粒火山灰（軽石流堆積物）を用いているため，腐植含

5 % を上限とする，③ 投入にあたっては農業試験場など有率が極めて低いことから，客土後の作土の腐植含有率の意見を踏まえる，④ 事業実施時には多くの有機質資材

が指標値（5 〜 10 %）を満たさない場合は，基盤整備を確保する必要があるため，地域で供給可能量のバランにより有機質資材投入による土壌改良を実施することがスを考えて投入量を決定する，⑤ 一度に多量に投入する可能である．土層改良計画指針（案）（北海道農政部，と作物の生育に障害を与える懸念があるため，当面は2011）では，「土壌改良とは植物の栽培に資するため土40 t ha 1（バーク質資材換算）を上限とする．

壌の化学的性質等を改善させることで，そのために施用‒

3. 2 有機質資材投入量の算定される資材を土壌改良資材と呼ぶ」とされており，必要

有機質資材投入量は，腐植含有率の目標を 5 % に設に応じて石灰質資材，リン酸質資材，有機質資材を施用定し，客土投入後の腐植含有率との差から算定していし，土壌改良を行うことになる．

る．客土後の腐植含有率が低いため，算定投入量は 188‒

3. オホーツク地域での土壌改良工事
ここでは，オホーツク地域で実施した，有機質資材を施用した土壌改良の事例を紹介する．
3. 1 概要〜 350 t ha 1（Table 2）と多く算出されるが，上限値の‒140 t ha を施用した．このように上限値を設定しているため，腐植含有率の目標に基づく算定量の施用はできな
いことになる．
3. 3 土壌改良材投入の手順

オホーツク地域では，低地土の分布割合は 20 % 以上

土壌改良材（有機質資材）の投入は，客土工事後となを占める．低地土の物理的な特性は，細間隙が小さいたる．ここでは，客土から土壌改良材施用までの工事過程

め，保水性に劣ることであり，土壌改良を実施した圃場を紹介する．

の原土の細間隙は 2. 8 〜 5. 0 % と小さい（Table 2）．そ3. 3. 1 客土工事のため，干天日が連続することで，土壌の乾燥が進み，客土工事の流れは，次のとおりである．① 工事前の圃

作物が容易に吸収できる水分量が減少し，生育が阻害さ場の状態（Fig. 4），② ダンプトラックによる客土材の運れる．その結果，収量・品質の低下を招くことから，有搬（Fig. 5），③ ブルドーザによる放下整理（Fig. 6），④

効水分の保持能力の改善が必要となる．

客土厚の確認（この地区は客土厚 t = 10 cm）（Fig. 7）．

このことから，細間隙を改善するために，細間隙率が12. 6 ％〜 42. 9 % の客土材（火山灰）を投入した．客土

3. 3. 2 土壌改良工事
土壌改良材には，牛糞堆肥を使用した．堆肥は近隣の土壌の物理性 第 123 号（2013）22根室振興局管内中標津町から運搬し，敷き藁はオホーツ

プレッダによる散布（Fig. 10），③ 土壌改良資材の散布

ク総合振興局管内で調達した．堆肥の単価は，平成 24

終了後の圃場の状況（Fig. 11），④ ステァアップロータ‒1

年度の網走市内現着単価で 5, 000 円 t となっている．
土壌改良資材として使用する有機質資材のうち，牛糞
堆肥は繊維質資材に分類される（Table 3）．その特性

リーによる攪拌（攪拌深さ約 30 cm）（Fig. 12），⑤ 土壌
改良資材攪拌後の状況（Fig. 13）．
3. 4 課題

は，物理性の改善が「中」，化学性の改善が「大」，地力

土壌改良材として有機質資材を投入する場合に，必要量

窒素供給量の改善は「大」となっている．また，使用す算定結果 188 〜 350 t ha 1 に対し，投入量は 40 t ha 1 でる有機質資材の C/N 比は 20 以下など，品質基準も定めあり，必要量と投入量の乖離が大きい．このような乖離られている．

を軽減し，さらに農家要望や営農への効果を含め，基盤‒‒土壌改良工事の流れは，次のとおりである．① 土壌改整備事業における土壌改良材の投入量の見直しが必要で良材の堆積（Fig. 8，9），② 土壌改良資材のマニュアスある．なお，見直しにあたっては，次の 3 項目を検討す

Fig. 8 土壌改良資材の堆積状況．

Fig. 9 土壌改良資材．

Fig. 11 土壌改良資材散布後．
Fig. 10

土壌改良資材散布．

Fig. 12

攪拌作業．

Fig. 13 土壌改良資材攪拌後の状況．

シンポジウム特集

解説：畑地の基盤整備と土壌有機物

23

質系資材の利用による炭素貯留効果は 28, 000 t C 程度と試算される（農業工学研究所，2009）．暗渠工事面積
2,600ha での炭素排出量は，燃料消費量，木質系チップの製造，合成樹脂管の製造を考慮した LCA 的試算により，1, 260 t C 程度となった．
このように，木質系チップを疎水材に使用すること
で，工事で排出される炭素量の約 20 倍が貯留される効
果が期待でき，地球温暖化の緩和策として有効であると考えられる．

5. おわりに
近年，北海道においても短時間での降雨量の増大によ
Fig. 14

施工後 7 年経過木質系チップの状況．

る土壌侵食（Fig. 15）の発生，干天日の連続による干ばつ（Fig. 16）の発生による農業生産への影響は大きく，農地土壌の排水性，保水性の機能強化が求められてる必要がある．① 腐植含有率の目標値を土壌統ごとなどいる．今後，土壌の団粒化促進，農地の傾斜緩和などをで設定することが可能か，② 地域的な供給可能量，③ 営

図り，耐侵食性を高めることが必要である．

農による継続的な投入による地力維持．

4. 排水改良における有機質資材の利用
圃場の排水改良として実施している暗渠排水では，疎水材に有機質資材であるモミガラ，木質系チップの使用

また，土壌の保水性確保のための細間隙改善，水分補給を可能とする畑地灌漑施設の整備などを図り，安定した生産基盤を確保することが重要である．さらに，土壌の理化学性の改善を図り，維持するうえで，有機質資材の効果的な利用が今後も重要となる．

例がある．施工後 7 年程度経過した暗渠排水の機能調査

引用文献

では，排水機能の維持が確認されている（Fig. 14）．
上川総合振興局管内富良野地域では，疎水材に木質系

北海道農政部（2011）：土層改良計画指針（案），pp.1‒58

チップ（カラマツチップ）を使用しており，平成 7 年か

農村工学研究所（2009）: 土層改良で農地下層土に埋設するバーら 23 年までの 17 年間の整備面積は約 2, 600ha である．

ク堆肥の炭素量の長期変動と評価法．http://www.naro.af-

木 材 チ ッ プ 暗 渠 に お け る 10 年 経 過 時 の 炭 素 量 を

frc.go.jp/project/results/laboratory/nkk/2009/nkk09‒37.

‒1

10. 5 t C ha とした場合，17 年間の疎水材投入量から木

Fig. 15 土壌侵食の状況．

html（2013/2/20 確認）

Fig. 16

干ばつの状況．

24

土壌の物理性 第 123 号（2013）

要旨

北海道の畑地で実施している各種基盤整備事業（農業農村整備事業）のうち，有機質資材を用いたオ
ホーツク地域での土壌改良と，疎水材に木質系チップ（カラマツチップ）を用いた上川地域での排水改良の事例について解説した．オホーツク地域の土壌改良では，まず保水性改善のために火山灰を客土し，次いで客土による作土層の腐植含有率低下を補うため，有機質資材（牛糞堆肥）を投入した．施工
後の作土層の腐植含有率目標値を 5 ％とすると，計算上は大量（190 〜 350 t ha‒1）の堆肥施用が必要となった．しかし，実際には作物生育と環境負荷への影響を考慮して，一律 40 tha‒1 の施用にとどめており，腐植含有率目標値の見直し等の課題が残されている．一方，上川地域の排水改良では，疎水材にカラマツチップを利用すると，工事実施に伴い二酸化炭素として排出される量の約 20 倍の炭素を畑地
下層土に貯留可能と試算され，地球温暖化緩和策として有効である．
キーワード：土層改良，土壌有機物，有機質資材

シンポジウム特集
研究紹介
My25Research., March 2013, Vol. 123, 25 ‒ 30

十勝地域の多湿黒ボク土における土壌有機物動態
関谷長昭 1
Soil carbon storage and its dynamics in Wet Andosols in the Tokachi district of Hokkaido
Nagaaki SEKIYA1

1. はじめに用いて 395 地点の表層 1 m の炭素量を算出した．まず，土壌群の下位カテゴリーである土壌統ごとに，その層厚，産業革命以降の 150 年間，大気中の二酸化炭素（CO2）

容積重，炭素濃度から，1 ha あたり表層 1 m の炭素賦濃度を上昇させてきた原因の 3 分の１は食糧生産のため存量を求めた．各土壌統の 1 ha あたり炭素賦存量は，の土地利用転換によると見積もられている（Lal,2004）．

式（1）によって算出した．

なかでも，耕起をともなう畑土壌で土壌炭素の減耗が大‒きいこと（Murty et al.,2002），および，炭素濃度の高1 ha あたり土壌炭素賦存量（Mg C ha 1）=

い土壌の CO2 放出速度が速い（Bellamy et al.,2005）とΣ（ × × ）× 10,000の指摘がなされている．したがって，地球温暖化防止の

＝1

（1）

観点から，畑地における炭素濃度の高い土壌の炭素動態に注目する必要がある．土壌炭素の動態は，土壌へ還元

ただし， ：i 番目の層の層厚（m）， ：i 番目の層の容される有機物量と土壌有機物分解量の収支に左右される

積 重（Mg m ３）， ：i 番 目 の 層 の 炭 素 濃 度（Mgが，その実態はよくわかっていない．また多湿黒ボク土

Mg 1）， ：当該土壌統の炭素を含む層の数である．

‒‒

は自然状態では排水不良地であるため，作物生産性向上

次に，炭素賦存量を算出した各土壌統を，全国土壌統

のために歴史的に排水改良工事が施工されてきた．近年の設定基準（農林省農業技術研究所化学部土壌第 3 科，

その効果が発現し，作物の生産性が排水良好地に劣らな

1977）に従い，農耕地土壌分類（農林省農業技術研究所

い程度まで向上してきた圃場があるとの報告がなされた化学部土壌第 3 科，1977）の 16 土壌群のうち十勝管内（丹羽ら，1999）．この多湿黒ボク土の畑作圃場におけるに分布する 10 の土壌群に分類し集計した．

排水改良が土壌炭素の動態に与える影響は十分解明され各土壌群の炭素賦存量と分布面積からその土壌炭素濃度を算出した．

ていない．
本報告では，十勝管内の畑作地帯において炭素濃度の高い多湿黒ボク土を，炭素濃度のより低い黒ボク土と比較しその土壌炭素動態の特徴を明らかにする．

2. 2 多湿黒ボク土の CO2 フラックスの特徴
多湿黒ボク土の CO2 フラックスの特徴を明らかにし，
土壌有機物分解量を見積もるため，多湿黒ボク土（帯広なお，本稿は「北農」第 77 巻第 3 号から第 78 巻第 4

市）と黒ボク土（芽室町）の畑圃場において，土壌から号まで 6 回にわたり掲載された論文「畑作地帯におけるの CO2 フラックスと理化学性及び地温，気温を測定した．

多湿黒ボク土の有機物動態」を要約，加筆したものであ

測定圃場は裸地（約 1. 2 ｍ× 3. 6 ｍ）を供試して有機物る（関谷，2010a, 2010b, 2011a, 2011b, 2011c, 2011d）．

分解由来の CO2 フラックス（Shimizu et al., 2009）を測

2. 方 法定した．
有機物分解由来の CO2 フラックスの測定は，2007 年

十勝管内の耕地面積は 26 万 ha で，日本有数の畑作

6 月 9 日，8 月 7 日，9 月 25 日，10 月 15 日の計 4 日行っ地帯である．本報告で対象とした多湿黒ボク土の分布面

た．1 日の測定ごとに午前 9 時と午後 1 時の 2 回（ほぼ積割合は管内耕地面積の 17 ％，黒ボク土は 32 ％で，両4 時間間隔）測定し幅広い温度条件の測定値を得るよう土壌群で耕地の約半分を占める主要土壌である．

にした．ただし，9 月の測定は，降雨のため朝のみの測2. 1 十勝管内における耕地土壌の土壌炭素賦存量定であったので，1 箇所延べ 7 回，各地点において 3 反十勝管内の耕地土壌の土壌群ごとの炭素賦存量を見積

復で測定を行った．

もるため，地力保全基本調査成績書（1965 〜 1988）を

CO2 フ ラ ッ ク ス の 測 定 は ク ロ ー ズ ド チ ャ ン バ ー 法（Toma and Hatano, 2007）を用いた．現地では測定の1
Rakuno Gakuen University,
33‒4 Minamimachi, Bunkyodai, Ebetsu, Hokkaido, 069 ‒ 0835 Japan.
Corresponding author ： 関谷長昭，1 酪農学園大学
2012 年 12 月 28 日受稿，2013 年 1 月 30 日受理
土壌の物理性 123 号，25 ‒ 30（2013）

前日にチャンバーを土壌に 3 cm 押し込んで設置した．
各測定地点で 3 個のチャンバーを設置し，反復とした．
採取したガスの CO2 濃度は，赤外線 CO2 分析機（ZFP ５；
富士電機製）でサンプルガスを採取した当日に分析した．

26

土壌の物理性 第 123 号（2013）

CO2 発生速度は Toma and Hatano（ 2007）の式で計算した．

1984）を乗じて炭素量とした．
茎葉の用途別利用率は北海道農政部（2005）および資CO2 フラックス測定時に，測定地点の深度 5 cm の土料「十勝畑作地帯における施肥の実態」（十勝管内土壌

壌温度を 3 反復で測定した．また，CO2 フラックス測定

診断事業推進協議会ら，2002）によった．小麦の茎葉に地点近傍の裸地において，地表下 5 cm に温度ロガー（TandD 社製 TR‒52）を埋設し，地温を 128 日間（6 月

ついては，産出量の 70 ％が畜産農家へ敷料として搬出

9 日〜 10 月 14 日）にわたり 1 時間間隔で連続測定した．

30 ％が畑作農家の圃場へ還元されるものとした．小豆さ れ る（ 北 海 道 農 政 部，2005） と 見 積 も り， 残 り の2007 年の多湿黒ボク土と黒ボク土についてそれぞれ 1の茎葉は，落葉病，葉枯病などの病害防除のために焼却

時間ピッチで記録した地温のデータを用いて，128 日間処分が奨励されている（北海道植物防疫協会，2004）のの積算 CO2 フラックスを求めた．まず，CO2 フラック

で，全量焼却処分されるものとした．

スと測定時の地温との相関をとり，指数関数的回帰式を土壌に還元する有機物は，茎葉，刈株，根として，生作成した．CO2 フラックスと測定時の地温との間の回帰

育期間中に圃場に落下する落ち葉，枝などは算入してい式に地温の連続データを代入し，1 時間ごとの CO2 フ

ない．刈株と根の量は，小川ら（1988）の，収穫部位にラックスの連続データを算出した．この CO2 フラック

対する各部位の乾物比を用いて算出した．

ス連続データを積算することにより，地温を連続測定した 128 日間の積算 CO2 フラックスを得た．
有機物還元量との収支を算出するために年間の土壌有機物分解量を算出する必要がある．

土壌へ還元される有機物として，
上記以外に堆肥がある．
畑作農家による自給堆肥は残渣に算入されているが，外部から搬入した堆肥については別に見積もる必要がある．
畜産農家から搬入される堆肥を「十勝畑作地帯におけOhkubo et al（2010）の報告に従い非積雪期間の積算

る施肥の実態」により見積もった．この資料を基にてんCO2 フラックスを年間有機物分解量とすることが可能で菜への堆肥施用についてのみを見積もった．てん菜へのあると判断した．芽室町の 2007 年 4 月 8 日から 11 月

堆 肥 施 用 量（3. 83 Mg C ha 1 y 1）の 20 ％（0. 85 Mg C

‒

‒1

‒

‒1

19 日までの 226 日間は非積雪期間であり，この期間のha

積算 CO2 フラックスを年間の有機物分解量とした．

堆肥施用量の 80 ％（3. 06 Mg C ha 1 y 1）が畜産農家か2007 年 6 月 9 日から同年 10 月 14 日までの 128 日間（以降「積算中期」）は CO2 フラックスを地温で回帰した指数回帰式から求めたこの間の積算 CO2 フラックスの値を用い，4 月 8 日から 6 月 8 日の 62 日間（以降「積算前期」），および 10 月 15 日から 11 月 19 日までの 36 日間（以降「積算後期」）は，多湿黒ボク土と黒ボク土のy ）が畑作農家の自給堆肥と見積もり，てん菜への‒‒ら供給されたものとして計算した．てん菜以外の作物へ
は，畑作農家の自給堆肥を施用すると仮定した．
ここで求めた圃場への有機物還元量と前項で求めた土壌有機物分解量の収支を算出した．
2. 4 排水改良が多湿黒ボク土の CO2 フラックスに及ぼす影響

それぞれについて，Fig. 2 に示す CO2 フラックスを地温

1969 年から 1971 年の間に黒ボク土と多湿黒ボク土ので回帰した指数回帰式を用いて，CO2 フラックスの測定

裸地において CO2 フラックスが測定されていた（北海日ごとの日積算 CO2 フラックスを求めた．この日積算

道立十勝農業試験場土壌肥料科，1969，1970，1971）．

CO2 フラックスをアメダス日平均気温で回帰して得た指この CO2 フラックス測定は田辺（1975）の方法を用いた．

数回帰式 f（ti）（Fig. 3）によって，地温データのない

CO2 フラックス測定値の両土壌間の差の有意性を検定し積算前期と積算後期の日ごとの土壌有機物分解量を算出た．また，この CO2 フラックス測定と同時に，供試両

し積算前期及び積算後期の日数分の積算値を算出した．

土壌の裸地の作土の含水率が測定されていたのでこれら

2. 3 圃場への還元有機物量と土壌有機物分解量とのの結果の両土壌間の差の有意性を検定した．同様に炭素収支本報告が対象とする有機物は，作物収穫部位，
残渣（収2007 年の CO2 フラックス測定地点の両土壌の作土含水率を測定し両土壌の差の有意性を検定した．

穫残渣），堆肥，土壌有機物が主体である．このうち残3. 結果と考察

渣は，茎葉，刈株，および根の総称であり，その一部を指す場合は，茎葉，刈株，根とそれぞれを明記する．畜3. 1 十勝管内における耕地の土壌炭素賦存量

産農家が産出する堆肥類は，本報告ではそれらを総称し各土壌群の 1 ha あたり炭素賦存量と当該土壌群の管て堆肥という．

内分布面積および表層 1 m の炭素賦存量を Table 1 に示2007 年の農林統計数値を用いて，十勝管内の主要畑

す．十勝管内の地力保全基本調査による 395 土壌統の総

作物の茎葉類，刈株，および根の産出量，これら残渣の面積は，226, 673 ha であった．主な土壌群の分布面積と畑作農家圃場への還元量を見積もる．なお，刈株と根は，炭素賦存量は，黒ボク土が 73, 161 ha，7. 7 Tg C，多湿

茎葉と異なり全量が土壌へ残るものであるが，便宜上，

黒ボク土が 39, 162 ha，11. 6 Tg C，全土壌群合計炭素賦

これも「圃場へ還元する」という表現を用いた．

存量は 37 Tg C であった．

茎葉の算出は，主要畑作物生産量（北海道十勝総合振十勝管内の耕地土壌の表層 1 m の平均炭素濃度は 16. 3

興局，2010）から茎葉量を係数（北海道農政部，2005）

kg C m 3 であった．全球的な表層 1 m の土壌炭素賦存により算出し，乾物重に換算後，0. 45 の炭素率（高橋，量の見積もり（Post et al.,1982；Paustian et al.,2000）と，‒

シンポジウム特集 研究紹介：十勝地域の多湿黒ボク土における土壌有機物動態
Table 1

27

十勝管内耕地土壌表層 1 m の炭素賦存量．

The current amount of soil carbon in the top 1m of cropland in the Tokachi district.
各土壌群の各土壌群 単位面積当り
炭素濃度- **
分布面積
炭素賦
炭素賦存量
土壌統数
分布面積割
の炭素賦
土壌群
（kgCm 3）
（A）
存量（B）
（B/A）*
存量割合
合
（SD）
（ha）
（Tg C）（Mg C ha 1）
（％）
（%）
黒ボク土
72
73, 161（32. 3）
7. 695（20. 8）105
10. 5（8. 0）
多湿黒ボク土60
39, 162（17. 3）
11. 614（31. 4）297
29. 7（15. 5）
黒ボクグライ土
6763（ 0. 3）
0. 122（ 0. 3）160
16. 0（8. 4）
褐色森林土
39
16, 819（ 7. 4）2. 006（ 5. 4）119
11. 9（6. 3）
灰色台地土28
11, 370（ 5. 0）1. 590（ 4. 3）140
14. 0（10. 9）
グライ台地土1
1, 011（ 0. 4）
0. 246（ 0. 7）243
24. 3（ ‒ ）
褐色低地土
115
54, 739（24. 1）
5. 528（15. 0）101
10. 1（8. 3）
灰色低地土47
17, 340（ 7. 6）
2. 857（ 7. 7）165
16. 5（10. 9）
グライ土
113, 279（ 1. 4）0. 300（ 0. 8）91
9. 1（3. 9）
泥炭土
169, 029（ 4. 0）5. 012（13. 6）555
55. 5（36. 4）
合計
395
226, 673（100. 0）36. 970（100. 0）163
16. 3***（ 北海道立中央農業試験場，1978 ）*：土壌統数は，地力保全基本調査により設定した市町村別の土壌統数である．
**：炭素濃度は，各土壌群に属する土壌統の平均値（SD）である．グライ台地土は 1 土壌統のみであり，
SD は算出できない．
***：全土壌統の平均炭素濃度は，合計炭素賦存量を合計面積で除して算出した．

その面積から算出した全球的な土壌の平均炭素濃度は，‒10 〜 11. 7 kg C m 3 である．わが国の表層 1 m の土壌の‒さらに Bellamy et al（2005）は現在，農地であれ非農地であれ，炭素濃度の高い土壌は温暖化のために炭素平均炭素濃度は 16. 0 kg C m 3 と見積もられている（杉を失っていると述べている．このことからも十勝管内の原ら，2004）．すなわち，十勝の平均炭素濃度は，全球多湿黒ボク土の土壌炭素動態に注目すべきことの重要性

的な平均炭素濃度より大きいが，日本の平均値と変わらが理解できる．

ない．

3. 2 多湿黒ボク土の CO2 フラックスの特徴‒3

しかし，多湿黒ボク土の炭素濃度は 29. 7 kg C m で２土壌の CO2 フラックスの平均値を土壌別，時期別

あり，面積割合は 17 ％（39, 000ha）であるが，深さ 1 mに Fig. 1 に示す．黒ボク土では調査時期の違いによる大までの炭素賦存量は 31 ％（12 Tg）を占めている．多湿

きな変動は見られず，31. 3〜61. 8 mg C m 2 h 1 の範囲で

黒ボク土は沖積低地，谷底地や台地，丘陵地内の凹地な推移した．多湿黒ボク土はこれよりやや大きな変動でどのほぼ平坦ないし緩傾斜面に分布し，その土壌生成過44. 7〜113. 3 mg C m 2 h 1 であった．CO2 フラックス測程では排水不良のために多量の有機物を集積させてき定 7 回の平均値（SD）は，黒ボク土が 43. 2（16. 9）mg C

た．しかし，作土の潜在地力は高く（西宗，1984），排水m 2 h 1，多湿黒ボク土は 76. 7（31. 6）mg C m 2 h 1 で，多改良を進めることで，現在では作土は好気的な環境とな

湿黒ボク土が黒ボク土より 5 ％水準で有意に高かった．

‒

‒

‒

‒

‒

‒

‒

‒

り畑作に支障のない農地となっている．すなわち，農地

2007 年における地温，気温，作土の含水率と CO2 フ

利用されている多湿黒ボク土は，かつて集積した腐植がラックスとの相関関係は，全土壌込みにして 5 ％水準で特徴として残されているのであり，湿潤で腐植を集積さ有意であったが，土壌別には地温と気温のみが CO2 フせるというものではない可能性が高い．

ラックスとの間に有意な相関関係が見られた．また，地温 と 気 温 は，r = 0. 9790（n = 14，P < 0. 001）と い う 高 い
正の相関関係があったので以降，CO2 フラックスと地温との関係を論議の対象とする．
CO2 フラックスと地温の相関図を Fig. 2 に示す．
黒ボク土と多湿黒ボク土の両土壌とも CO2 フラック
スと地温の間には 0. 1 ％水準で有意な指数回帰式が得られた．この回帰式から両土壌のを求めると黒ボク土は 1. 3，多湿黒ボク土は 1. 8 であった．このことから，
多湿黒ボク土は黒ボク土より温度依存性が大きいことが分かる．得られた多湿黒ボク土および黒ボク土の指数回
帰式に 128 日間の地温の連続データを代入して期間中の積算 CO2 フラックスを算出したところ，多湿黒ボク土‒

Fig. 1 2 土壌の時期別 CO2 フラックス．
Seasonal variations of CO2 ﬂux on the two soils.

‒

が 2. 37 Mg C ha 1，黒ボク土が 1. 19 Mg C ha 1 であった
（Table 2）．

土壌の物理性 第 123 号（2013）28

量還元すると土壌有機物は蓄積傾向となることを報告しているが，本報告の試算結果と一致する．これに対して‒‒多湿黒ボク土では，− 0. 94 Mg C ha 1 y 1 となり，土壌炭素が減耗する傾向であった（Table 3）．
3. 4 排水改良が多湿黒ボク土の CO2 フラックスに及ぼす影響
前述のとおり，2007 年における多湿黒ボク土の CO2
フラックスは，黒ボク土より有意に高かった．
1969 年に十勝農業試験場で測定された黒ボク土と多湿黒ボク土の 9 回の CO2 フラックス測定値の平均値‒‒（SD）は，黒ボク土は 89. 0（74. 0）mg C m 2 h 1，多湿黒‒Fig. 2 CO2 フラックスと地温との関係．
The relationships between CO2 ﬂux and soil temperature on
the two soils.

‒

ボク土は 61. 0（33. 0）mg C m 2 h 1 で，両土壌間の CO2
フラックス測定値間の差は有意ではなかった（p > 0. 862）
．また，吉田・坂井（1963）は，十勝で行った研究で，火山灰土の乾燥統（黒ボク土），湿地統（多湿黒ボク土）における耕地土壌の CO2 発生量には，ほとん

日積算 CO2 フラックスとアメダス日平均気温の相関図を Fig. 3 に示す．4 回の CO2 フラックス測定日の日積ど差がないことを報告している．
このように，1969 年には黒ボク土と多湿黒ボク土の算 CO2 フラックスを測定日のアメダス日平均気温で回CO2 フラックスの測定値の差が見られなかったが，2007

帰したところ，いずれの土壌も有意な指数回帰式が得ら

年には多湿黒ボク土の CO2 フラックスの測定値が有意れた．この式を用いて積算前期，積算後期の土壌有機物に黒ボク土のそれより高くなっていた．この理由として分解量を算出し Table 2 に示す．

考えられるのがの違いに加えて土壌の乾燥化があ‒

積算全期の土壌有機物分解量は黒ボク土が 1. 95 Mg C

る．2007 年の作土の含水率は黒ボク土の 0. 29 kg kg 1 と

ha 1 y 1，多湿黒ボク土が 3. 43 Mg C ha 1 y 1 となった．

‒

多湿黒ボク土の 0. 278 kg kg 1 との間に有意差が見られ以降，この非積雪期間有機物分解量を年間有機物分解量なかった（Fig. 4）
．

‒

‒

‒

とする．

‒

一方，1969 年（n = 8），1970 年（n = 12），1971 年（n = 7）

3. 3 圃場への還元有機物量と土壌有機物分解量とのの作土の含水率の 3 年間の各土壌型平均値（SD）は，乾‒性型火山性土（黒ボク土）が 0.279（0.003）kg kg 1，湿性

炭素収支

‒1

十勝管内の主要畑作物（小麦，大豆，小豆，菜豆，馬型火山性土（多湿黒ボク土）
が 0. 361（0. 003）kg kg であっ鈴薯，てん菜，ながいも，スイートコーン）の 2007 年

た．1969 年からの 3 年間の年次間に有意差はなく，土壌における残渣（茎葉＋刈株＋根）の炭素量は平均 2. 87‒‒

Mg C ha 1 y 1 であった．このうち小麦茎葉（1. 00 Mg C
‒

‒

‒

‒

間では 5 ％水準で湿性型火山性土が高かった（Fig. 4）．
同時に 2007 年の多湿黒ボク土の値は 1969 〜 1971 年の多ha 1 y 1）の 70 ％（0. 70 Mg C ha 1 y 1）が畜産農家へ敷料

湿黒ボク土の値より 5 ％水準で有意に低かった．このことして搬出されたが，畜産農家から畑作農家への堆肥のとから，過去 40 年弱の間に，黒ボク土に比べて多湿黒ボ‒1‒1

推定供給量はその約 1/2（0. 38 Mg C ha y ）にとどまっ‒‒

ク土で特に土壌の乾燥化が進んでいたと判断できる．

た．したがって合計 2. 49 Mg C ha 1 y 1 の炭素が畑作農

これは，2007 年には多湿黒ボク土に対する排水改良

家の圃場へ還元された．2007 年の年間土壌有機物分解の効果が現れた（北海道開発局帯広開発建設部，2006）

量と還元有機物量の炭素収支は，黒ボク土では，+0. 54

結果，土壌の乾燥化により微生物活性が高まったため土‒1

Mg C ha‒1y となり土壌炭素が蓄積傾向を示した．十勝農試において黒ボク土畑圃場を供試した長期有機物連用試験の解析の結果（中津・田村，2007），収穫残渣を全

Table 2

壌有機物分解が促進され CO2 フラックスが高まったと考えられる．
CO2 フラックスと土壌水分との関係については，関連

黒ボク土および多湿黒ボク土の年間土壌有機物分解量．

The annual amount of soil carbon decomposition on Andosols and Wet Andosols.
積算前期
積算中期
積算後期
土壌群
CO2 フラックス
4/8 〜 6/8
6/9 〜 10/14
10/15 〜 11/19（62 日間）（128 日間）（36 日間）
‒
1. 19
0. 26
0. 50
積算（Mg C ha‒ 1） ‒日量平均（mg C m 2 day 1）
886 a
739 a
803 a
黒ボク土
（ 89 ）（ 122 ）
（ 60 ）（日量平均の SD）‒

多湿黒ボク土積算全期
4/8 〜 11/19（226 日間）
1. 95
‒
‒

2. 37
0. 34
0. 72
積算（Mg C ha‒ 1） ‒日量平均（mg C m 2 day 1）
1, 474 b
961 b
1, 153 b（ 260 ）
（ 456 ）
（ 162 ）
（日量平均の SD）
右肩の a, b は，列方向の異文字間に 0. 1 ％水準で有意差があることを示す．

3. 43
‒
‒

シンポジウム特集 研究紹介：十勝地域の多湿黒ボク土における土壌有機物動態

29

Table 3 年間有機物分解量と還元有機物量の収支．

The annual balance of input and output of carbon on Wet Andosols.
収支
年間有機物
畜産農家か
合計有機物
−（A）
（B）
分解量（A） 茎葉産出量
茎葉還元量
刈株還元量
根還元量
らの堆肥供
‒
‒
‒
‒
還元量（B）‒1 （± Mg C
（Mg‒ C （Mg C ha 1）（Mg C ha 1）（Mg C ha 1）（Mg C ha 1）
給 ‒‒11 （Mg C ha ）
ha 1）
ha ）
（Mg C ha ）多湿黒ボク土
3. 43
2. 34
1. 57
0. 24
0. 30
0. 38
2. 49
− 0. 94
黒ボク土
1. 95
2. 34
1. 57
0. 24
0. 30
0. 38
2. 49
＋ 0. 54があるとする報告（吉田・坂井，1963）と，関係はないとする報告（瀬戸ら，1978）があるが，間接的には排水4. 結論

改良の効果発現による土壌水分の低下は，CO2 フラック

1970 年当時の多湿黒ボク土は排水不良地であるため

ス，すなわち土壌有機物分解速度に影響を及ぼしているに栽培作物の生産性が低かった．1950 年以降，排水不との報告例が多い（Ding et al., 2007；Fang and Mon-良圃場の生産性向上を目的とした組織的な排水改良工事

crieﬀ,2001；が施工された（北海道開発局帯広開発建設部，2006）結瀬戸ら，1978；吉田・坂井，1963）．

東田ら（1996）は，本報告とほぼ同じ 2 土壌を含む十果，2007 年には多湿黒ボク土においてその効果が発現

勝の代表的３土壌を供試して，土壌微生物活性の阻害要し，排水の良い土壌と同等の収量水準となった例が報告

因について，多湿黒ボク土は水分が多く気相率が低いこされた（丹羽ら，1999）．反面，排水効果が発現した多とであることを報告している．このことから，排水効果

湿黒ボク土は土壌の乾燥化により土壌有機物分解が促進が現れ，過剰な水分が排除され，気相率が多くなれば多されてきたと推察される．さらに，農業構造の変革から

湿黒ボク土は，微生物活性が高まり有機物分解が促進さ畑作地帯における土壌への有機物還元量が減少傾向であれると推測できる．

る．多湿黒ボク土の有機物の減耗を抑制するための対策

1963, 1969 年当時は，多湿黒ボク土の土壌水分が多く，過剰な土壌水分を排除するための排水改良の効果が出ていなかったために作物生産性が低かった（山田・菊地，
1971）．このような土壌環境であったために微生物の基として，少なくとも残渣の生産量全量を圃場へ還元するなどの対策の必要性が示唆される．

5. おわりに質が多いにもかかわらず CO2 フラックスは黒ボク土と

これまで，多湿黒ボク土に関しては生成要因，その土同等か（吉田・坂井，1963），両土壌間の CO2 フラック

壌理化学的特性と分布，改良法，生産性に関しての研究

スの大きさに有意差が見られなかった（北海道立十勝農は非常に多く，実用面に多大な貢献をしてきた．

業試験場土壌肥料科，1969）のであろう．

しかし，排水改良後の土壌の乾燥化による有機物の減以上から，十勝管内の排水不良地のうち，多湿黒ボク

耗とその対策に関しては研究が開始されたばかりといっ

土は，根圏土層の過剰水分が排除されるなど，排水効果ても良い．この領域の研究の進展とその成果の現場におが表れてきたために生産性を向上させてきたとみられける貢献を今後に期待したい．

る．同時に，土壌有機物分解速度が促進されてきていることが推察できる．

土壌生成過程で集積した貴重な資源である多湿黒ボク
土の有機物を少しでも長く保持してゆかねばならない．
これは地球温暖化防止対策としても重要であるが，同時Fig. 3 2007 年における CO2 フラックスとアメダス気温の関係．
The relationships between CO2 ﬂux and air temperature on
the two soils．

Fig. 4 作土の含水率の土壌間，年次間比較．
The topsoil moisture content of the two soils in 1969, 1970,
1971, and 2007.

土壌の物理性 第 123 号（2013）30に長期的に見た土壌の生産力の維持のためにも重要であることを強調しておきたい．

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旨

地球温暖化の視点から，耕起を伴う畑土壌で特に炭素濃度の高い土壌の炭素減耗がより早いとの指摘がなされている．このことから，我が国有数の畑作地帯である十勝地域において特に炭素濃度の高い多湿
黒ボク土の炭素動態に注目する必要がある．十勝管内耕地における排水不良土壌に対して，生産性向上を目的とした排水改良工事が組織的に行われてきた．排水不良土壌の代表的土壌である多湿黒ボク土の排水効果が十分発現したと思われる 2007 年にはこの土壌の乾燥化により土壌有機物の分解が促進されていると考えられる．この土壌の有機物の減耗を抑制するための対策が必要であることが示唆される．
キーワード：土壌炭素賦存量（Soil carbon storage），二酸化炭素発生速度（CO2 ﬂux），多湿黒ボク土（Gleic
Andosols），土壌水分（Soil water），排水改良（Drainage）

シンポジウム特集
解 説31
Lectures., March 2013, Vol. 123, 31 ‒ 35

十勝地域における有機物資源の利用実態
岡崎智哉 1
Current situation and future outlook for the use of organic matters in Tokachi region
Tomoya OKAZAKI1

1. はじめに無畜化によって堆肥の自家生産が行われなくなったことにより，てん菜茎葉等の収穫残さは直接圃場にすき込まれる

近年，十勝では有機物の施用不足や大型機械の踏圧に割合が高い．収穫残さは易分解性の有機物を豊富に含むたよる耕盤層の形成と排水不良，また輪作体系の変化によめ，地力維持，土壌物理性の改善に寄与している．また堆る土壌病害の発生等，依然として様々な問題が残されて肥の敷料となる小麦の麦稈は直接すき込みをする割合は少いることから，より積極的な有機物施用による土づくり

なく，堆肥との交換や売却が一般的となっており，その交が必要とされている．十勝農業協同組合連合会は 1999

換・売却先はほとんどが酪農・畜産農家であった．

年に土づくりにおける実態と改善対策の樹立を目的とし

3. 2 緑肥の利用状況て，生産者を対象にアンケート調査を実施し，十勝管内

緑肥作物の導入は，有機物の補給，土壌物理性の改善，土づくり実態調査報告書（十勝農業協同組合連合会，

センチュウ害の抑制等を目的として，十勝でも定着して1999）をとりまとめた．本報はその調査結果を中心に十き て い る．1989 年 に は 6633 ha で あ っ た 作 付 面 積 は，勝の有機物の利用実態について紹介するとともに，十勝

2001 年 に は 1 万 5895 ha ま で 拡 大 し て い る（Fig. 1）．

で今後取り組むべき課題について報告する．

また利用している緑肥の内訳では，えん麦が 54 ％，次

2. 十勝での土づくりの課題

いでえん麦野生種が 19 ％となっており，特にえん麦野
生種は野菜を作付けする場合にはセンチュウ対策として

1999 年当時，十勝での土づくりの課題として，有機利用されていると考えられ，近年では，園芸作物の作付

物施用不足による腐植の減少と，機械の大型化による耕面積の拡大に伴い，緑肥作付面積の大部分を占めている．

盤層の形成が考えられた．

十勝で利用されている主な緑肥と効果について Table

北海道耕地土壌の理化学性の実態・変化とその対応

2 に示した．緑肥は有機物の補給や物理性の改善等多面（1959 〜 2007 年．北海道農政部，2010）によると，北的な効果が期待されるが，緑肥作物の中にはセンチュウ

海道の畑作地帯では腐植は減少傾向にあり，腐植の維持を増加させてしまう等のマイナスの面を持つものもあるのためには有機物の積極的な施用が求められる状況でため，緑肥を導入する際には，目的や後作を考慮した作あった．

物の選定が必要である．

また機械の大型化により，十勝管内の圃場では耕盤層

また十勝農業協同組合連合会では，輪作体系でのマメの形成が進んでおり，1983 年の調査時には耕盤層の形

科緑肥の維持，ダイズシストセンチュウ対策を目的に成割合は 33 ％であったものが，2000 〜 2002 年の調査

2006 年よりマメ科緑肥の奨励事業を実施している．十時には 85 ％と大きく増加している（Table 1）．

勝では輪作の中でマメ科作物の占める割合が非常に低い

30 年間の有機物連用が北海道の淡色黒ボク土の全炭現状にあり，バランスのとれた輪作を進めていく上でも素，全窒素および物理性に及ぼす影響（中津・田村，

マメ科作物の導入が必要であると考えられた．またマメ

2008）によると，有機物施用量と，土壌の透排水性改善

科緑肥は，十勝のような寒冷地帯に広く発生するダイズや団粒構造の発達には相関が見られており，より積極的

シストセンチュウに対し抵抗性を持ち，さらに根粒菌がな有機物の施用が物理性改善の上でも必要となる．

空気中の窒素を固定するため，後作の窒素供給源として

3. 有機物の利用実態

有 効 で あ る． 十 勝 農 業 協 同 組 合 連 合 会 で は，2006 〜
2010 年までの 5 ヶ年ではアカクローバ（間作緑肥），

3. 1 収穫残さの利用状況

2011 〜 2013 年までの 3 ヶ年ではクリムソンクローバ（後

近年，畑作においては，規模拡大に伴う労働力不足や，

作緑肥）の奨励を行っており，緑肥作物の積極的な導入を継続的に推進している．

1

Tokachi Federation of Agricultural Cooperative Associations
Obihiro, Hokkaido 080 ‒ 2464, Japan.
Corresponding author ： 岡崎智哉，1 十勝農業協同組合連合会
2012 年 12 月 29 日受稿，2013 年 1 月 29 日受理
土壌の物理性 123 号，31 ‒ 35（2013）

3. 3 家畜ふん尿の利用状況
十勝管内の家畜ふん尿の年間発生量は合計で 523 万トンとなっており，畜種別では，乳用牛と肉用牛で約97 ％を占めている（Table 3）．また家畜ふん尿の利用

土壌の物理性 第 123 号（2013）32

先では経営内利用が 73 ％，経営外利用が 25 ％となっており，酪農・畜産農家で発生する家畜ふん尿の 4 分の 3は草地・飼料畑へ還元されている（Table 4）．畑作地域
での堆肥の利用状況は，1 筆当り 4 年に 1 回の間隔で投入している割合が最も高く，現状の 4 年輪作では，同一作物，中でもてん菜の圃場に投入する割合が最も高かった（Fig. 2）．
3. 4 家畜ふん尿の課題
十勝で発生する家畜ふん尿には腐熟が進んでいないものが多く，病害発生や雑草種子混入の心配がある．また運搬コストや切り返しの手間がかかるため，畑作地域への利活用がまだ十分に進んでいない状況である．堆肥をFig. 1 十勝・全道の緑肥作付面積（北海道農政部編，2004）．

Table 1 十勝管内の主要土壌における耕盤層形成率の推移（北海道農政部，2003）．

2000 〜 2002 年調査
土壌タイプ

耕盤層

調査
圃場数

最大硬度の
平均（mm）

形成圃場

比率（％）

黒ボク土

64

20. 9

49

77

多湿黒ボク土

38

20. 3

38

100

低地土

44

21. 6

37

84

計

146

21. 0

124

85

1983 年調査
土壌タイプ

耕盤層

調査
圃場数

最大硬度の
平均（mm）

形成圃場

比率（％）

黒ボク土

22

18. 1

7

32

多湿黒ボク土

14

16. 2

5

36

低地土

15

17. 8

5

33

計

51

17. 5

17

33

注１）最大硬度は土層深 20 〜 40 cm における山中式硬度の最大値．
注２）耕盤層の判定は土層深 20 〜 40 cm で，低地土・黒ボク土では 20 mm
以上，多湿黒ボク土では 17 mm 以上を耕盤層とした．

Table 2

十勝の主要な緑肥と効果（北海道農政部編，2004）．

◎：非常に効果がある ○：効果がある×：センチュウを増やす
センチュウ
科名

作物名

有機物
補給

物理性
改善

キタネ
グサレ

キタネコブ

病害
ダイズ

ジャガイモ

シスト

そうか病

その他

えん麦

◎

○

×

◎

○

えん麦野生種

○

○

◎

◎

○

アブラナ科

シロカラシ

○

○

×

×

×

マメ科

アカクローバ

○

○

×

×

◎

景観形成

キク科

ひまわり

◎

○

×

×

×

景観形成

イネ科

シンポジウム特集 解説：十勝地域における有機物資源の利用実態

33

Table 3 十勝管内の家畜ふん尿年間発生量（北海道，2010．十勝農業協同組合連合会，2012）．

単位：頭羽、千トン
1）

ふん量

2）

計

割合（％）

784

3, 40365. 0

1, 219469

1, 68832. 3

46, 136

37

69

106

2. 0

採卵鶏

200, 513

9

0

9

0. 2

ブロイラー

172, 500

8

0

8

0. 2

馬

1, 784

15

3

18

0. 4

3, 906

1, 326

5, 232100. 0

畜種

飼養頭羽数

乳用牛

217, 2032, 618

肉用牛183, 013

豚

計

尿量

2）

１）十勝畜産統計より算出．
２）北海道家畜排せつ物利用促進計画より畜種ごとのふん尿発生量を求め，飼養頭羽数に乗じて算出した．

Table 4 家畜ふん尿の利用先（北海道，2010）．

単位：％
利用先

堆肥化

液肥化

浄化処理

割合

経営内利用

45. 6

27. 6

0. 6

0. 0

73. 2

経営外利用

17. 8

7. 5

1. 8

0. 0

25. 3

放流等

0. 0

0. 0

0. 0

1. 5

1. 5

計

63. 4

35. 1

2. 4

1. 5

100. 0うちメタン発酵

Table 5 畑作農家が堆肥を利用しない理由（十勝農業協同組
合連合会，1999）．

内容

理由

割合（％）

手間

労力がない
散布機械がない

23

42 %
品質
26 %

その他
32 %

Fig. 2

良質な堆肥がない
病気・品質が心配
雑草が増える
他の有機物を入れている
価格が高い
交換相手がいない
その他

19
10
9
7
13
13
5
1

畑作における堆肥の投入作物（北海道，2007）．

利用しない畑作農家に，その理由を聞き取りしたところ，返し等の作業の軽減化が求められている．

労力がない・散布機械が無い等物理的な要因を挙げる農

また十勝では畑作・酪農地域が混在しており，家畜ふん家が 42 ％，次いで堆肥の品質や病害について挙げる農尿の発生量が偏在していることも問題となっている．つ家が 26 ％となっており（Table 5），畑作での利用率をまり酪農地域では家畜ふん尿が毎年余剰に発生し，草地

高めるためには，腐熟化による品質向上や，散布や切りや飼料畑に大量に投入されている一方で，畑作地域では

土壌の物理性 第 123 号（2013）34

肥化センター，バイオガスプラント，バイオエタノール工場等の施設が整備されている．
堆肥化センターでは搬入された家畜ふん尿を水分調
整，腐熟化を行うことにより，高品質化や散布・切り返し等の作業の軽減化を図っている．またバイオガスプラ
ントは家畜ふん尿からのエネルギー生産技術として注目を集めており，処理後に発生する消化液も有機質肥料として再利用が可能である．
バイオエタノールについてはアメリカでも実用化が進んでいる新たなエネルギー生産技術であり，原料には交付金対象外のてん菜や規格外小麦を使用するため，農産物の過剰対策としても期待されていた．しかし近年，てん菜の作付面積，生産量が減少しており，原料の確保に苦心している側面もある．
Fig. 3 家畜ふん尿の負荷量（草地・飼料畑のみ．阿部英則，
2002）．

これら施設の普及に向けては低コストな施設の開発とともに，地域，農家の現状にあった施設を見立て，管理・運営をサポートする機関の構築が普及に必要な条件である．

投入する堆肥が不足している．

4. おわりにFig. 3 は北海道の市町村ごとの草地・飼料畑当りの家
畜ふん尿の負荷量を示した図であるが，十勝の中央部か十勝では経営規模の拡大に伴い機械の大型化や化学肥ら北西部にかけては家畜ふん尿の負荷量が ha 当り 60 t

料への依存は今後も続いていくと考えられ，有機物の投を超えており，家畜ふん尿の発生量に対し，投入できる

入による土づくりはより一層必要性を増している．さら草地・飼料畑が不足している．余剰分の家畜ふん尿を畑に肥料価格が高騰している昨今，有機物は代替肥料とし地へ投入できれば問題は解決するが，実際には手間や品てその効果が期待できることから，肥料コスト削減に結

質，また畑地までの運搬手段等の問題があるため，畑地びつく貴重な資源となる．その一方で，酪農地域では家での家畜ふん尿の積極的な利用には至っていない．

畜ふん尿が草地・飼料畑に過剰に投入されており，環境

3. 5 有機物資源の有効活用に向けて負荷の要因となっている．このような家畜ふん尿の偏在十勝で発生する有機質系廃棄物量は年間で 920 万 t でを解消するには，畑地への積極的な投入が必要であるたあり，十勝地域が大規模な畑作・酪農地域であることをめ，堆肥の高品質化や効率的な運搬方法について，十勝

背景に，農業残さや家畜ふん尿が高い割合を占めている管内の関係機関が連携して，今後も検討を進めていく必（Table 6）．

要がある．

これら有機物資源の有効活用に向けて十勝管内では堆Table 6 十勝管内の廃棄物量・未利用資源量（帯広開発建設部，2004）．

単位：トン / 年
製品・堆肥として利用されている量

全廃棄物量

未利用資源量食品残さ

176, 348

149, 503

26, 845

紙類

50, 437

1, 73248, 705

汚泥類

136, 192

112, 504

23, 688

農業残さ（集荷場）

365, 834

364, 004

1, 830

農業残さ（ほ場）

2, 578, 929

543, 683

2, 035, 246

家畜ふん尿5, 451, 981

5, 451, 981

0

木質バイオマス443, 220

442, 843

377

草本系バイオマス

1, 087

590

497

751

622

129

9, 204, 779

7, 067, 462

2, 137, 316

植物系廃油
合計

シンポジウム特集 解説：十勝地域における有機物資源の利用実態

引用文献
阿部英則（2002）：北海道における家畜ふん尿処理の実態と課題．
http://www.agri.hro.or.jp/sintoku/SiryouG/ecolo/jittai‒kadai/jittai‒kadai.htm（2012/12/17）
北海道（2010）：北海道家畜排せつ物利用促進計画． http://
www.pref.hokkaido.lg.jp/ns/tss/21/kankyo/keikaku.pdf（2012/12/17）
北海道（2007）：家畜ふん尿利用流通実態調査の結果（畑作農家 編 ）．http://www.tokachi.pref.hokkaido.lg.jp/ss/num/
grp/taihi3.pdf（2012/12/17）
北海道農政部（2003）：平成 15 年普及奨励ならびに指導参考事項，
pp.102‒104．

要

北海道農政部（2010）：平成 22 年普及奨励ならびに指導参考事項，
pp.115‒116．
北 海 道 農 政 部 編（2004）： 北 海 道 緑 肥 作 物 等 栽 培 利 用 指 針，
pp.98‒101．社団法人北海道農業改良普及協会，北海道．
中津智史・田村元（2008）：30 年間の有機物（牛ふんバーク堆
肥および収穫残さ）連用が北海道の淡色黒ボク土の全炭素，
全窒素および物理性に及ぼす影響．日本土壌肥料学雑誌，
79：139‒145．
帯広開発建設部（2004）：十勝圏資源循環型社会形成検討調査
業務，p.57．
十勝農業協同組合連合会（1999）：十勝管内土づくり実態調査
報告書，pp.11‒28．
十勝農業協同組合連合会（2012）：十勝畜産統計，pp.9‒10．

旨十勝の有機物（収穫残さ，緑肥，家畜ふん尿）利用の実態について，本会が 1999 年に取りまとめた十勝管内土づくり実態調査報告書を中心に紹介する．（1）収穫残さは直接圃場にすき込まれている割合が高く，小麦の麦稈は敷料として酪農・畜産農家へ交換・売却されている割合が高い．（2）緑肥について
は小麦収穫後にえん麦が作付されている割合が高く，一部えん麦野生種についてはセンチュウ抑制のために作付けされていると考えられた．（3）十勝管内で発生する家畜ふん尿は，ほとんどが牛の排泄物で主に農地還元されており，酪農地域では過剰に投入されている傾向が見られるため，畑作地域への有効活用に向け，堆肥の高品質化や広域流通等の課題解決に向けた取り組みが求められている．
キーワード：収穫残さ，緑肥，家畜ふん尿

35

資

料

第 54 回土壌物理学会シンポジウム総合討論
柏木淳一・岩田幸良・中辻敏朗（シンポジウム事務局）
Discussion at the 54th symposium on soil organic matter dynamics and soil fertility
improvement in upland ﬁeld

本稿では，5 名の講師による講演の後に行われた総合いる．十勝管内もしくは全国の堆肥について，土壌改良

討論（座長：加藤英孝氏，三木直倫氏）の模様を，今後効果を数値化しなければならないと思うが，私の経験での研究活動の資料として掲載する（Photo 1）．なお，総は，30 〜 40 を過ぎると黒味を増しているなという感覚合討論の概略の記録を目的としたため，著者らの判断にを持っている．

より，発言内容の一部を省略，または要約させていただ

座長（加藤）：

いたことをご了解願いたい．

道総研中央農試の塚本さんから谷先生へ．有機質資材の本来の特性を把握し，効果を最大限に発揮させるため

座長（加藤）：の施用技術の構築に向けた取り組みについてご紹介くだ

会場から沢山の質問が寄せられているので，それに対さい．

する回答を頂いた後に，有機物動態についての総合討論

谷：を進めていく．まず谷先生への質問，有機物に肥料的効

有機資材には色々なものがあるが，施用に当たっては，果を期待するか有機物（炭素）蓄積効果を期待するかは

いつ，どれくらいの量を，どの深さに，どのタイミング

一般的に C/N 比で論じられていることが多いようだが，で入れればいいのかということをきちんと計画を立てな

この効果判別指標に関するお考えをお聞かせ願いたい．

いといけない．堆肥からどれくらいの窒素放出があるの谷（帯畜大）：

か，リンの肥効をどれくらいに見積もるのかといったこ

C/N 比は重要な基準ではあるが，十勝の堆肥は 2，3とを総合的に判断しないと，最終的に環境保全の問題，

か月の堆肥化過程で C/N 比はおよそ 20 以下に落ち着い

減肥の可能性についてもつながらない．それから実際のてくる．ただその状態では木質や草本の成分が残ってお圃場では散布ムラの問題もあり，農業機械などの技術的り，腐熟化していないという状態である．養分補給なのな向上も必要である．生産者が有効に利用するためには，か養分の動態をコントロールする成分の補給かを利用者

有機物の価値を評価してどのように施用するかの問題にが判別するには，腐植化というパラメータを取り込むべ

ついて，大学や試験場などの研究協力が必要である．

きなのではないかと考えている．
安西（JA 全農）：

塚本（道総研）：試験場で研究している立場では，生産者に技術を提供

その通りだと思う．肥料としてか，あるいは土づくりすることが重要となる．有機物の種類による施用効果の資材として使うのかの目安としては C/N 比 30 くらいが違いのような基礎研究的な成果を，私たちが農家向けにある．さらに，窒素含量が 1 ％以下，あるいは EC が 2適用するには，有機物の細かい特性よりも，いつどうやっ㎜ /S 以下では，土づくり資材として継続利用を勧めてて鋤き込むのかといった利用に即した情報を提供する必いる．いくつかの指標を用いているが，炭素貯留やバイ
オマス量を高める場合，腐植化度を指標とすれば，具体的にどのくらいが目安になるのか教えていただきたい．
谷：
腐植化度は，ピロリン酸ナトリウムで抽出した液の色の濃さを見ているだけのパラメータで，腐植酸の量と黒さの両方を反映している．本来の腐植化度において黒色の増加だけで評価を行うことは危険であるが，目安にはなると考える．十勝の現場では，バーク堆肥だと堆肥化
過程で 5 か月を過ぎると急に腐植化度が上がる．腐植化
度 30 あたりを超えてから急激に高くなり 80 付近まで到達する．実際に使う現場の意見も聞くことも重要であり，十勝農協連の岡崎さんにもデータベース化の提案をしてPhoto. 1 会場風景

38

土壌の物理性 第 123 号（2013）

要がある．基礎的研究部門である大学と現場に近い試験混合された状態で，土壌中では堆肥の断片も観察される．

研究機関との情報交換の重要性を認識した．

そこに根が入り込んで，そこから根が吸収するというこ

座長（加藤）：と．腐植がバリアーとなり，化学的，物理的にブロック

次に北海道大学の石黒さんからの質問．①カルシウム

しているという風に考えてもいいのではないかと思う．

と腐植の結合メカニズムについて，②堆肥化が進むと堆

石黒：

肥中リン酸の肥効率が高まる理由，③分解反応と溶存有③ の DOM（ 溶 存 有 機 物 ） の 生 分 解 性 に つ い て．

機物（DOM）の CO₂ 発生との関係，について質問が寄

DOM も腐植由来であると思うが，CO2 の発生との関係せられている．

についてはどうか．

谷：

谷：

カルシウムに関しては，腐植に対する吸着選択性が強

土壌中の DOM の成分を計測すると，疎水性酸である

く，また吸着エネルギーが極めて高いために水溶性としフルボ酸が主体となる．これは土壌中での分解反応や代て出てこないという現象が生じる．作物は水溶性のカル謝合成を受けて生成した腐植の一部が分配平衡によってシウムをマスフローによって吸収するが，腐植含量に水中に溶けだしてきたものと考えていいと思う．つまり，よっては，吸収できない形になっている場合があるとい

分解代謝産物の一部が水に分配されたと考えている．

うことを先ほどのデータで示した．これは銅の挙動と非石黒：

常に似ていて，結合距離が近い等の原理でエネルギーがそれと二酸化炭素の発生はどう関係するのか．

高く，単なる交換性としては評価できないということで

谷：

ある．

私は精通していないが，DOM の成分の多くが CO2 放石黒（北大）：
カルシウムと腐植の結合は，単なる静電気力ではないということで，配位子交換とかでしょうか．

出の基質になっているというデータもある．
座長（加藤）：
森林総合研究所の小林さんから谷先生へ．有機物の機谷：

能を考える上で一般に用いられている 0. 45μm 以下は配位結合ですとイオン交換できないのでそうではな

溶存という定義をどのように考えているのか．サイズにい．やはり結合距離の問題や腐植との親和力が非常に強よる分画をする場合に，他に意味のある境界があるか教いためである．銅・亜鉛は確かに配位結合の影響が強い

えていただきたい．

と思う．②に関しては，堆肥化するとリン酸の大部分は谷：

無機態リン酸になるという最近のデータがあり，牛糞堆

土壌化学では，0. 45μm 以下は溶存態，0. 45μm 以上

肥では 85 ％は無機態リン酸であり，その半分は水溶性，は非溶存態という分け方がなされている．実際に 0. 22

半分はク溶性になっている．化学肥料では水溶性リン酸

μm や 0. 025μm の濾紙では，特に土壌溶液を用いるとが土による吸着と作物吸収で競合するが，堆肥の場合は，ゲル状物質が補足され，確実に TOC（全有機炭素）が圧倒的に，土と競合しないためにリン酸の利用率が 100下がる．DOM の多くはメタルとかなり結合した状態でを超えるという結果が出てくる．吸収しやすい形態で含土壌溶液中に存在し，特に鉄との親和力が非常に強い．

まれていることが一つ．更に堆肥化に伴って有機配位子

そうした物質が本当に 0. 45μm で溶存態と非溶存態にが出てくるため，リン酸の土壌吸着をかなりの割合で抑分画できるかはまだ大きな問題である．現状は，データえてくれる．この二つのメカニズムで堆肥化が進行するの比較を行う上で 0. 45μm を受け入れざるをえないととリン酸の肥効率が上がると考えている．

考えている．

石黒：

小林（森林総研）：

堆肥からまずリン酸が出てくるということか．

鉄とかの輸送に関して 0. 45μm で分けた場合と 0. 025

谷：
堆肥からもともと吸収しやすい形態のリン酸が出てく

μm で分けた場合とで違いの例はあるのか．
谷：

る．生堆肥（未熟堆肥）と（完熟）堆肥との決定的な違鉄と結合した有機錯体は 0. 45μm の場合に比べ 0. 025

いとして，生堆肥のリン酸は有機態リン酸（植物・動物

μm では濾液の濃度が確実に下がる．供給源として土由来）であり，堆肥化の過程でマグネシウムアンモニウ

壌から抽出された形態と，河川や湖沼に含まれている形

ムホスフェイトへと変化していくと言われている．その態が類似しており，土壌系から河川・湖沼への鉄移送が吸収しやすい形態のものが堆肥にあり，土壌と直接接しあると考えている．しかし，分析上では 0. 45μm の基ないことが一つの理由だろうと思われる．

準に課題があると考えている．

石黒：座長（加藤）：

黒ボク土だと接しやすいと思うが，腐植によってカ

東京大学の西村先生から谷先生への質問．1 点目は，バーされているということか．

発酵が進んでいない生堆肥をかなり使っているという話

谷：だが，堆肥が未熟のための生育不良や病害のようなもの

物理的にカバーされています．化学肥料では水溶性のが生じていないか．2 点目は，腐植物質の多少が，例え成分がそのまま土壌に混和されるのに対して，堆肥だとばリン酸保持に影響すると思うが，銅や亜鉛の土壌中のシンポジウム特集

資料：第 54 回土壌物理学会シンポジウム総合討論

39

動態を考えた場合，腐植物質は土への吸着促進に効くの座長（加藤）：

か．それとも移動を促進する方向に効くのか．

ズコーシャの丹羽さんから竹内さんへ．北海道の普通

谷：

畑土壌での腐植含有率の減少を報告されたが，深耕によ家畜糞尿を発酵させるには莫大な副資材が必要となるる下層土の作土への混入の影響もあると思う．これを踏ため，現状では，飼養頭数の多頭化に伴って排出される

まえた場合，腐植（面積当たりの量）はどの程度減るのか．

多量の糞尿をすべて堆肥化させるのは無理な状況にあ竹内：る．生堆肥を秋まき小麦の収穫後に散布して鋤き込むと，深耕によって薄まっていくという影響はかなりあると酸素がある状態でなければ，異常還元が生じてしまう．

思われる．報告例では炭素濃度を測定しているため，炭また生産者から必ず出てくる問題は堆肥に混入した種子

素の量がどの程度減っているのかは把握できていない．

による雑草の発生である．この問題に関しては，発酵さ関谷さんの発表での中で，その点で少し触れられていた

せた方が雑草の発生は低下するのは明白であるが，現状ので，減ってはいると思うが定量的に断言できない．

においては，（堆肥散布後に）土の上で発酵させるとい丹羽（ズコーシャ）：

う方法しかなく，雑草の問題，病害虫の問題（O157 を

難しいところもありますが，谷先生はどう思われるか．

含む）等に対しては，好気条件で速やかに発酵させるの谷：が適切であると考える．堆肥と銅・亜鉛の実験も行った

深さ 5㎝毎のデータをみると下がっていると思う．しが，銅を堆肥の中に入れて溶存有機配位子の影響を分析

かし，多点でデータを集積するのは困難であり，少しずした結果，銅の移行性が高まるという結果が得られた．

つ蓄積するのが望ましい．減っていることは間違いない

竹内（道総研）：生堆肥（未熟堆肥）の影響について，十勝管内では生ので，どうやって増加させるかが大事である．
座長（加藤）：

堆肥が多いため，現場で使わなければならない状況と

東北農業研究センターの土屋さんからの質問．窒素肥なっている．十勝農試で堆肥の腐熟度の違いによって，沃度の測定について，北海道の水田では湛水培養窒素のどういう影響が出るのか試験を行っていたと思うが，公みで評価しているが，熱水抽出性窒素で評価できないの

表できる情報はあるだろうか．

か．

谷藤（道総研）：竹内：十勝農試では飼料用トウモロコシを対象として，生堆

水田の場合は，湛水培養で窒素肥沃度を評価し，畑地

肥と腐熟が進んだ堆肥を施用し，肥効を検討しているが，の場合は，畑地条件で培養する方法もある．しかし，畑

まだ整理中であり公表できる段階にはなっていない．しの場合は培養窒素と熱水抽出窒素を比較検討した結果，

かし，これまでの経過から見れば，雑草については明確

簡便な熱水抽出窒素の再現性が良いために，畑地では熱な差はまだ見られていない．病害についても今のところ

水抽出窒素を採用した．水田の場合は両者の関係性が良特に悪い結果は出ていない．ただ，未熟堆肥の施用は推好ではないために，熱水抽出窒素は用いていない．

奨できる方法ではないので，デメリットに関しては随時

土屋：（東北農研）

情報を提起していく．

私の場合は両方用いているが，湛水培養の方がいい場

座長（加藤）：
北海道農業研究センターの岩田さんから竹内さんへの合もあり，また熱水抽出の方があっている場合もある．
座長（加藤）：

質問です．堆肥といっても生に近いものから完熟堆肥ま北海道大学の波多野先生から竹内さんへ．①有機物ので様々なものがあるが，北のクリーン農産物表示制度

投入に伴ってカリウムの過剰投与が生じることについて（YES!clean 表示制度）で堆肥の品質についてはどのよ

どのような対策を取っているか，②堆肥の質に配慮した

うに扱っているのか．

施用量の策定は可能か（堆肥診断のような仕組み），③

竹内：

堆肥施用を地球温暖化の緩和技術として登録するために

YES ! clean で想定しているのは，腐熟が進んでいるは不確実性評価が不可欠だがどうすればいいと考えてい牛糞麦稈堆肥である．北海道としては，堆肥はきちんと腐熟したものを施用してくださいという立場をとっている．堆肥の種類（畜種の違い）に関しては，乾物重もし
くは窒素換算量でお互いに換算し対応している．

るか．
竹内：
カリウムの過剰については，牛糞堆肥のカリウム含有率は高いため，指摘の通り連用に連れて蓄積され易い．

岩田（北農研）：草地では大きな問題となっており，定期的に土壌診断を

完熟堆肥を使わなかった場合，YES!clean 表示制度は行った結果，施与量を抑えていくという対処を取ってい受けられないか．

る．畑地では，カリウム施肥そのものを行わないという竹内：ことで対処するしかないと思われる．堆肥の質につい

調査票にどんなレベルの堆肥を使ったかについての項て，まだ道の指導の中では質をきちんと評価してはいな

目はないので，堆肥を使用したと書いてあれば適正な完い．谷先生と同様に，堆肥の質に応じて，どれだけの量

熟堆肥を使ったと考えざるを得ない．

をどの部位に施用するのかといったマニュアル化が必要と思っている．地球温暖化の緩和技術については，まだ40

土壌の物理性 第 123 号（2013）

そういうレベルまで現場が追い付いていない．堆肥を施22cm）の炭素含量は 32. 2g/kg，多湿黒ボク土の表層（0

与すれば良いという事は，だいぶ認識してきている．昨〜 30cm）は 67. 8g/kg．黒ボク土の次層（22 〜 34cm）

年度まで帯広市が音頭を取って，堆肥を施与し地球温暖は 9. 99g/kg． 多 湿 黒 ボ ク 土 の 次 層（30 〜 50 ㎝） は化緩和に役立てようという取り組みもあったが，現場に71. 6g/kg となっており，多湿黒ボク土では次層の方が理解してもらうのが大変であった．個々の現場の技術で高いという結果となった．

はなく政策の面で誘導することが必要であると思う．
座長（加藤）：

座長（三木）：
東大の西村先生からの質問です．畜産廃棄物が少なか赤坂先生の講演に対して，全農の安西さんからの質問

らず使用されていると思うが，飼料中の化学物質（銅・です．基盤整備事業における客土後土壌の腐植含量 5 ％

亜鉛・抗生物質）の堆肥への移行や堆肥施与に伴う農地という目標自体を見直した方がいいのではないか．客土への投入については問題になっていないのか．

後の土壌の腐植含量が 3 ％近くあったとしても 5 ％にす竹内：

るには，10a 当たり 20 トン近くの有機物資材を投入し明快な解答はできないが，一つの例として，豚の餌になければならない計算になる．客土資材が黒ボク土であ含まれている亜鉛がかなり高く，豚糞堆肥中の亜鉛の濃れば腐植含量は一般的に 5 ％以上であり問題ないが，客度が高いというデータがある．その他に，餌の中にはホ

土後の有機物施用量は締め固めた土壌の理化学性改善をルモン物質も存在しているようだが，人によってはそう

目標に提案されている 10a 当たり 4 トンを基本として，いうものを使うと発酵がうまくいかないという農家もい

原土の理化学性に応じて加減するのが良いのではない

る．しかし，データとしてまだ見たことはない．

か．
赤坂（北海道農政部）：

座長（三木）：
岡山大学の森先生から皆さんに対しての質問です．土

現状では，目標腐植含有率 5 ％を土壌改良資材の投入にフレッシュな有機物を混ぜるとかえって全炭素が減る

で達成しようと考えてきたが，5 ％の基準についても試ため，畑地に有機物を投与してもなかなか土壌有機物量

験場などと相談して検討しても良いと思われる．

は増えないということが自分の理解であった．有機物投

安西：
腐植含量 5 ％以上の土壌というと，一般的に，黒ボク

与によって増えると理解して良いのか．
関谷：

土（火山性土）または泥炭等の有機質土しかない．普通

プライミング効果といって分解しやすい有機物を鋤き

の低地土は 2 〜 3 ％くらいであり，客土したものを何で込むと，本来あった土壌中の有機物の分解が促進される

もかんでも 5 ％までに持って行く基準はかなりきついとという現象がある．しかし，地球温暖化緩和のために土思われる．そうしなくても生産性という面ではダメだと

壌中へ炭素を貯めようとする場合は，そのことが考えらいうことにはならないと考えられる．

れてこなかったと思われる．どういう状態の有機物を投赤坂：

入するかによってプラスマイナスは変化してくるが，マ

検討段階では，指摘の視点で議論をしていないと思わイナス分を見越した量の炭素を投入しなければプラス効

れる．5 ％の意味をもう少し勉強すべきであると考える．

果は無いと考える．

座長（加藤）：

谷：

東京大学の塩沢先生から赤坂先生に対しての質問で先ほど，スペクトルでも見せたが，何でもかんでも入す．北海道の畑地における暗渠排水施工率はどの程度か．

れればいいということではない．植物遺体をそのまま

赤坂：

畑作土壌に入れるとセルロースの供給過剰であったり，

暗渠排水施工については，過去に基盤整備を行ってい

C/N のバランスが崩れたりと，必ずしも良い事だけでない圃場での暗渠施工と，施工後 10 年〜 15 年経過してはない．日本古来の堆肥化によって，土壌固有の腐植物の再施工が並行して実施されている段階である．詳しい

質に近いものを供給していくことで，機能と共に量を確

数値は覚えていないので後日お伝えしたい．

保できるという考え方が大事であると思われる．質の問

塩沢（東京大）：題が重要である．海外の調査において，不耕起栽培を実

畑地の暗渠排水は北海道の農地整備の特徴だと感じて施しているチェルノーゼムを分析したところ，土壌の有いた．また，排水改良が有機物を減少させる一因ではな

機物量は確かに増えているが，質についてはセルロース

いかと考えられるため，こういった質問をした．

やリグニン構造ばかり残っており，スペクトル等を見る

座長（三木）：と全く元のチェルノーゼムとは違った物質になってい全農の安西さんから関谷さんに対しての質問です．現た．量をキープしたのはいいが，構造が破壊されており，

地試験に用いた多湿黒ボク土と黒ボク土の腐植含量はど

肥沃度を高めるという目的に合致していない一例であのくらいか．多湿黒ボク土の方が高いとすれば，乾燥しる．土壌のクオリティをきちんと維持するためには，質たことによって腐植分解が進んで CO2 フラックスが増的な評価が重要になってくると考える．

加したのではないか．
関谷（酪農大）：CO2 フラックス測定に用いた黒ボク土の表層（0 〜

座長（三木）：
北農研センターの永田さんから皆さんへの質問です．
どのような有機物管理が土づくりのために有効・必要だシンポジウム特集

資料：第 54 回土壌物理学会シンポジウム総合討論

41と考えているのか．これまでの取り組みや現場を見て感による土づくりの展望はどうなっているか．先ほど竹内

じていることがあればお聞かせ願いたい．

さんの話から，いろいろな場面に応じて有機物の質と施岡崎（十勝農協連）：

用法を今後追及していくことによって展望が拓けるので本会では土壌分析をしており，十勝における過去からはないかと考えられますが，谷先生，総括をお願いする．

の膨大な土壌分析データが蓄積されている．その結果か

谷：ら，化学性に関してはリン酸やカリウムが蓄積する傾向

単純に有機物を投入すればいいという話ではない．質にあるが，化学性で問題がある畑地はそれほど見られな的な評価をし，どの程度の質のものをどの時期にというい．現在の土づくりの問題は，有機物の減少や，耕盤層ことが大事ということが一つ．例えば，生堆肥（未熟堆の形成といった土壌物理性に関することが増加してきて肥）を 10a あたり 5，6 トン散布する場合でも，ただ単いる．耕盤層を破壊するためにどのような手法があるのに均一に散布するだけではだめである．たとえば，小麦

か，排水性を良くするためにはどのような方法がいいの

収穫後にサブソイラーを入れて，そのあとに生堆肥を散か，今後，検討を進めていかなくてはならない課題であ布し軽く混和した後にえん麦を栽培する．えん麦の根がると思われる．

サブソイラーの亀裂に入っていき，更にえん麦が吸収し永田（北農研）：た窒素分は翌春の（えん麦）鋤き込み後に発現するといっ空知や石狩の水田を中心に見る機会が多かったが，有たように，堆肥を入れればいいということから，機械作

機物投入による土づくりに対する意識が低いような感じ業であるとか土層改良であるとか，場合によっては防除がした．今回は畑地を中心とした話題であり，実際に現などにどういう影響を及ぼすのかといったことを，総合場でどの様なことを主眼とした土づくりが行われている的に見極めないと，生産者にとってメリットのある土づのか，具体的に知りたいので質問した．

くりになっていかないと思われる．生産者は有機物を使赤坂：

いたい，あるいは，それを理解した消費者が買いたいと

北海道農政部では地球温暖化対策を検討しており，そ思うような，経営につながる土づくりを目指すというこの中に農地総合排水対策検討ワーキングというのがあとが最終的な答えであると考える．

る．そこでは農地の排水対策を総合的に考えている．降座長（三木）：

雨により供給された水は，その 70 ％ほどが表面水とし東大の溝口先生からこの学会に対しての質問です．土

て排除され，25 ％は暗渠排水施設を通じて流れていく

壌有機物センサーを開発できないか．東南アジアでも化だろうと思われる．残りの 5 ％は地下浸透となると思わ

学肥料から有機物肥料への転換が進んでいる．有機化はれるが，農地の排水性を高めるための土壌有機物の利用

世界の潮流である．そこで土壌物理学会の力を結集してについて検討している．工事において有機質資材を投入

土壌有機物センサーを開発できないのか．

することで，土壌構造の変化による耐食性の増強，団粒溝口（東京大）：構造の発達による排水性の向上ということも期待してい現場の話とセンサーの開発を行っている業者が繋がっる．有機質管理は難しいが，それをうまく利用することているというところが土壌物理学会の特徴で，いいとこで，北海道が抱えている湿害とか土壌流亡の問題に対処ろである．世界を見ても土壌有機物センサーは存在しなすべく検討している段階である．

い．日本のテクノロジーを結集すれば開発も可能であり，竹内：

活気が高まると思います．みんなで頑張って作りましょ北海道では施肥技術はかなり細かく，化学肥料を前提

う．

とした場合は㎏レベルで設定できるような技術レベルと座長（三木）：

なっている．一方で有機物に関しては，完熟堆肥を施用

5 名の講師の方々，ありがとうございます．そして会することを推奨しているが，定性的であいまいな部分が場の皆さん熱心な論議ありがとうございました．今日の残っている．有機物の評価とそれに応じた適切なやり方

シンポジウム「畑地の土壌有機物動態と土づくり」を閉を定量的に体系化するべきであると思っている．

めたいと思います．

座長（三木）：
北海道大学の石黒先生からの質問です．今後の有機物資料2012 年度土壌物理学会大会講演会
ポスターセッション：土壌物理研究の最前線
Challenges of Soil Physics
発表要旨
日時：2012 年 11 月 2 日（金）9：15 〜 11：00
場所：とかちプラザ アトリウム
数値計算によるキャピラリバリアの評価
鳥取大学乾燥地研究センター

井上光弘・藤巻晴行‒

り，電気伝導率 EC は基準値の 0. 3（mS cm 1）を大きく‒1

上回る 0. 45 〜 0. 86（mS cm ），交換性 Na+ も 4. 2 〜 9. 1‒

東京農工大学大学院農学研究院

斎藤広隆（cmolc kg 1）と非常に高かった．幅 2. 5 m，奥行 1. 5 m

新潟大学農学部

森井俊広の長方形区画にプラスチック製の波板を当該水田圃場に

乾燥地における節水灌漑，塩類集積の軽減に効果があ

埋設し，土壌表面への降水の浸入を遮断する条件と，降るキャピラリバリア（毛管遮断層）の役割，つまり，根水が土壌に浸入する条件の試験区を設置した．試験区設

群域の保水性向上と地下水からの塩水侵入阻止につい置から約 3 ヵ月後，試験区の表面土壌を移植ごてで剥離て，室内実験の結果に基づいて現象を把握し，これに対し，各試験区の深度 0 〜 20 cm の土壌を採取して EC をして数値計算によって土壌水分の挙動を再現してキャピ測定した．その結果，人為的に降水を遮断し土壌表面か

ラリバリアの役割を評価した．

らの蒸発を促進させたほうが，土壌表面に塩が集積しや

キーワード：数値計算，毛管遮断層，HYDRUS1-D，水すくなることが明らかになった．

分特性値

キーワード：塩害土壌，除塩，スクレーピング法

バイオ炭投入が N2O 発生と小麦生育へ与える影響

積雪地帯におけるリンゴ園地の施肥方法とその検証

農研機構・北海道農業研究センター芽室研究拠点

弘前大学農学生命科学部

加藤幸

下田星児・岩田幸良（株）クロスアビリティ

伊藤哲

農林水産技術会議

アイネクス（株） 三石正一

古賀伸久

温暖化防止と持続的生産に寄与する農地管理技術を開東京大学大学院農学生命科学研究科

発することを目的に，バイオ炭のすき込みが，温室効果

青森県などの積雪地帯におけるリンゴ栽培では，雪解ガス発生および作物生産に与える影響を定量的に評価す

け後の施肥（春肥）を中心とした施肥管理が推奨される

る．北海道農業研究センター・芽室研究拠点において，
0，

傾向にある．一方，積雪前の秋の段階での施肥（秋肥）

‒1

溝口勝

10，20，40 Mg ha のバイオ炭を土壌に施用し，N2O，の有効性を指摘する研究例もある．本研究では，青森県

CO2 ，CH4 フラックス，小麦の収量に及ぼす影響を調査

津軽地方のリンゴ園地でフィールドモニタリングシステ

した．バイオ炭の土壌への施用は，小麦栽培土壌の温室効果ガス発生量に対して有意な効果を示さなかった．収量向上は見られなかったが，止葉期追肥後に，バイオ炭
施用量が多くなるほど，葉色値が向上する傾向が見られた．
キーワード：炭素埋設，気候変動，施肥，融雪期
青森県太平洋沿岸地域の塩害農地における除塩方法の検討
弘前大学農学生命科学部

遠藤明・姜東鎮・神山啓

東日本大震災の津波により浸水した青森県太平洋沿岸
地域の農地土壌の除塩方法を検討した．調査地は青森県
八戸市市川地区の除塩未実施の水田圃場（作土層 0 〜
20 cm，耕盤・心土層 20 cm 以深の土性は砂壌土）であ

Photo. 1

会場風景

土壌の物理性 第 123 号（2013）

44

ム（FMS）を活用し，園地の施肥方法とその効果を検依存性について評価し，そのデータをもとに温度較正式

証した．その結果，肥料分の動態が秋肥では気温と融雪を作成した．センサーの平衡体部分の飽和度に応じて

水，春肥では降水との関連性が高いことが分かった．さ

温度依存性が変化するという仮説に基づき，PVC カラ

らに，秋肥で心配される溶脱の影響や融雪期のリンゴ樹

ム内に 8 水準の含水比に調整した土壌を充填し，MPS-1

による養分吸収の状況を明らかにした．

を埋設して密閉した．その後 4 ℃〜 42 ℃において出力

キーワード：リンゴ園，フィールドモニタリングシステ

値を測定し，温度依存性を評価した．このデータを元に

ム，EC，施肥管理

温度較正式を作製したところ，圃場における測定で認められた温度依存性の影響をほぼ完全に排除することがで水田における大きなスケールでの放射性セシウム
鉛直分布の現場測定方法

き，式の有効性が実証された．
キーワード：温度依存性， 温度較正， 土壌マトリック

東京大学大学院農学生命科学研究科

ポテンシャル

吉田修一郎・安達純・西田和弘・塩澤昌
水平方向に数十センチスケールで平均化された放射シイタケ廃菌床を利用した作土喪失農地の性セシウムの鉛直分布を現場で測定する方法を考案し土壌物理性改善た．本測定法では，まず約 30 cm 四方の汚染土層を中−津波被災農地の復興を目的として−央に残して，周囲約 1 m の範囲を作土下端まで掘り込む．

岩手大学農学部

その後中央の汚染土層を順次削り取りながら，同時に削武藤由子・加藤一幾・松嶋卯月・岡田益己

り取り面上部 5 cm に固定されたシンチレーションサー

東日本大震災の津波被災農地では，ガレキの撤去作業

ベイメータでγ線の線量率を計測する．放射性セシウムにともなう作土の喪失が問題となっている．そこで，同含有量がほとんど無視できる作土下端まで削り取った状

地域で利活用が求められているシイタケ廃菌床を用いて，態での線量率を外部からのバックグラウンドとみなしてスイートコーン一作期間での土壌物理性改善の効果を検差し引き，中央の領域のみからの各削り取り段階毎の線討した．その結果，シイタケ廃菌床と牛糞堆肥を合わせ量寄与を計算する．最後にこの線量率の計測結果を最適て施用した試験区では，乾燥密度が低下するなど土壌物に再現する指数関数形の放射性セシウムの濃度分布を点理性の改善がみられるとともに，生物性・スイートコー

減衰核法を用いた逆推定により求める．福島県下での本ンの生育にも良好な影響を与えることが示唆された．

法による濃度分布計測値は，削り取った土壌を別途分析

キーワード：シイタケ廃菌床した結果と良く一致した．

性

津波被災農地土壌物理

キーワード：農地の除染，放射性セシウム，放射能，γ線，鉛直プロファイル，

湿度センサー併用のテンシオメータ法による土壌水分特性曲線の測定

人工マクロポアが土壌中の有機物量に及ぼす影響
島根大学大学院生物資源科学研究科
岡山大学大学院環境生命科学研究科

岐阜大学大学院応用生物科学研究科

山岸竜太

岐阜大学応用生物科学部

西村直正

山本哲也

森也寸志・末継淳

テンシオメータ法を蒸発過程の非平衡下にある薄い土

一般に農耕地では耕耘により土壌の透水性改善がされ壌試料に適用すれば，省力的に連続的な土壌水分特性曲てきた．しかし，耕耘は土壌団粒を細粒化させてしまい，線のデータを得られるという利点がある．この方法に土壌の保水性の低下や難透水性土壌の再形成が生じる恐は，テンシオメータを 1 点だけ設置する「1 点式テンシれがある．本研究は耕耘を行わない雨水の下方浸透促進

オメータ法」と，試料内の上下 2 点に設置する「2 点式技術である人工マクロポアが，土壌中の有機物量に及ぼ

テンシオメータ法」とがある．それぞれ，前者は測定限す影響を土壌浸透水中のイオンに着目し精査を試みた．

界が把握できない，後者は装置が複雑になるため不撹乱

その結果，土壌浸透水中の NH4，NO3 の推移から，地土への適用に難があるなどの欠点があった．これに対し

温が有機物量に大きく影響し，人工マクロポアを施すこて本研究では，測定限界を湿度測定により把握可能とすとで酸素が供給され，硝化を促すことが考えられた．まる報告に基づいて，湿度センサー併用の 1 点式テンシオ

た，人工マクロポアによる雨水浸透効果が物質輸送を円

メータを作成し，土壌水分特性曲線が測定可能かの検討

滑にし，土壌深部の有機物量に比較的早く影響を与えるを行なったので報告する．

ことが考えられた．

キーワード：保水性，土壌水分特性曲線，テンシオメー

キーワード：環境修復，マクロポア，浸透現象

タ法，蒸発，湿度

土壌マトリックポテンシャルセンサー MPS‒1 における温度依存性の評価および較正式の作製
北海道大学大学院農学院

不攪乱土の飽和透水係数に及ぼす動水勾配の影響
岐阜大学大学院応用生物科学研究科
岐阜大学応用生物科学部

田嶋慎太郎

戸松千尋・西村直正

出口哲久・柏木淳一・岩間和人

前報では，脱気飽和および毛管飽和処理をした 2 〜

土壌マトリックポテンシャルセンサー MPS‒1 の温度

0. 425 mm の土塊状試料において，動水勾配の変動に伴シンポジウム特集 資料：2012 年度土壌物理学会大会講演会ポスターセッション：土壌物理研究の最前線発表要旨

45

う有効応力と間隙水圧の変化により ks が変化する現象

University of Arizonaを実験的に把握した．本研究では，それぞれガラスビーズと不攪乱土の 100 cc 供試体を用いて ks の動水勾配依

高導電性媒質の見かけの誘電率（ TDT）測定に対するSDI‒12 型 TDT センサーの有効性を明らかにするため存性を調べた．その結果，毛管飽和したガラスビーズでに，溶液電気伝導度（ ）の異なる NaCl 溶液を供試体

は，封入された間隙空気が変形して大間隙が閉塞し ks

として，TDT 波形， TDT，電気伝導度（EC）を測定した．

が低下する現象が認められた．一方，不攪乱土では，前が高いほど透過信号の減衰が顕著となり，5. 0 dSm 1

Ty P. A. Ferré・Markus Tuller‒

報で述べたのと同様の現象が生じ，実際のフィールドでを超えると， TDT および EC を決定することができな

も ks が動水勾配依存性を示すことが認められた．

かったが，5. 0 dSm 1 以下では，高い精度で両者を決定

キーワード：飽和透水係数，動水勾配，有効応力，間隙することができた．顕著な信号減衰効果を示す水を供試

水圧，ガラスビーズ，不攪乱土体とした一連の測定結果より，同センサーの適用限界を‒把握することが出来た．
バイオエタノール廃液に含まれる溶存有機物の土壌内移動特性キーワード：時間領域透過法，見かけの誘電率，電気伝導度（独）農業・食品産業技術総合研究機構農村工学研究所
亀山幸司・宮本輝仁・塩野隆弘

多変量時系列モデルによる土壌水分量予測

バイオエタノールの持続的生産のためには，濃縮・蒸

香川県庁

久保田周作

留過程から排出される廃液の処理・利用が課題となる．

岡山大学大学院環境生命科学研究科 諸泉利嗣・三浦健志

廃液には，溶存態として有機物が多く含まれることか

決定論的手法に代わる方法として多変量時系列モデル

ら，農地への施用量が過大となる場合，有機物が土壌中を用いた土壌水分量予測を行い，その実用可能性を検討を移動し，地下水を汚染することが危惧される．そこで，した．土壌上層の体積含水率と気象要素のそれぞれから廃液に含まれる溶存有機物の土壌内移動特性を明らかに

土壌水分量予測を行ったところ，土壌上層からの予測精することを目的として，溶存有機物の分解実験，吸着実

度は良かった．気象要素からの予測には誤差が見られた

験，カラム浸透実験を行った．その結果，（1）廃液に含が有効雨量の多い時に解消された．また，重回帰モデル

まれる溶存有機炭素（DOC）の約 6 割が 1 ヶ月内に分と VAR モデルの予測に顕著な差異は見られなかった．

解すること，（2）DOC の吸着は，黒ボク土で最も大きく，キーワード：土壌水分量，多変量時系列モデル，総迅速

豊浦砂では殆ど生じないこと，（3）豊浦砂，島尻マージ，

有効水分量

黒ボク土の順に DOC の土壌内移動が遅延することが示された．

地下灌漑が野菜栽培下の土壌ガス組成に及ぼす影響 :キーワード：バイオエタノール廃液，溶存有機物，微生

コンテナを用いた予備調査

物分解，吸着NARO 野菜茶研
農環研

SDI‒1 ２型 TDT センサーによる誘電特性の計測
佐賀大学農学部

柳井洋介・中野有加

仁科一哉（現，国環研）・佐野智人・須藤重人

雨よけハウス内で，黒ボク土および灰色低地土を充て

上村将彰・濵川明伸・宮本英揮

んした地下水位制御装置の付いたコンテナでブロッコ

Ty P. A. Ferré・Markus Tuller
誘電特性の測定手法としての SDI‒12 型 TDT センサー

リーを 2011 年 9 月から 10 月，タマネギを 2011 年 12 月の有効性を明らかにするために，空気，蒸留水および濃ガス分圧の観察を行った．酸素，二酸化炭素，亜酸化度の異なるエタノールを対象に，TDT 波形と見かけの窒素の土壌ガス分圧の範囲はそれぞれ 0. 17 〜 0. 21 atm

誘電率（ TDT）の計測を行った．自作インターフェイス

atm 1，539 〜 26200 ppm，0. 32 〜 88. 1 ppm で，灌漑方を介してコンピュータに取り込んだ TDT 波形には，急峻な立ち上り点が認められ，その時間はエタノール濃度法による生育および収量への悪影響は見られなかった．
表層 0 ‒ 10 cm の体積含水率が高めに推移したためか，の増加とともに小さくなった．また，CR 800 データロ

地下灌漑の区の方が概ね頭上灌水の区より酸素分圧は低University of Arizonaガーを用いて反復測定した

TDT

は，エタノール濃度のから 2012 年 5 月にかけて栽培し，表層 5 cm 深の土壌‒

く，亜酸化窒素と二酸化炭素の分圧は高く推移した．

増加に伴い減少した．従来の TDR による測定値と TDT

キーワード：ガス透過性チャンバ，根群域，酸素，亜酸

値が概ね一致したことから，SDI‒12 型 TDT センサー化窒素，二酸化炭素においても，TDR と同程度の精度・感度で見かけの誘電率を決定可能であることが判明した．
キーワード：TDT 波形，見かけの誘電率，SDI‒12 プロ
トコル

コンペネで水稲の苗立ちを予測する−新たな分類指標の策定：
岡山県南部乾田直播少量播種圃場の場合−（独）農研機構

高導電性媒質の誘電特性計測に対するSDI‒12 型 TDT センサーの適用
佐賀大学農学部

濵川明伸・上村将彰・宮本英揮

近畿中国四国農業研究センター

望月秀俊・藤本寛・清水裕太・松森堅治
岡山県南部の少量播種に挑戦している乾田直播水稲栽
培圃場におけるコーンペネトロメータの測定結果と苗立

土壌の物理性 第 123 号（2013）46

ちの良否（5 段階で評価）の関係を調査し，コンペネデー

島根大学大学院生物資源科学研究科

山本哲也

タが，水稲の苗立ちに影響を与える土壌層の排水性の診

土壌は陸域最大の炭素貯留源であるが，農林地管理の断技術となり得るかを検討した．まず，苗立ち評価毎に粗放化と劣化が進み，水貯留や植物の培地，環境負荷のコンペネデータを集めて傾向を分析し，4 つの指標を策

緩衝など本来の機能が果たせていない．本研究では透水定した．この指標を用いて圃場を 5 段階で格付けし，各性不良が原因である劣化土壌に対して下方浸透を促進さ

階級の平均の苗立ち評価を算出した．その結果，コンペせる技術構築を行った．自然のマクロポアに構造を似せネによる階級と平均の苗立ち評価に強い相関が見られ，た人工マクロポアに繊維を挿入して構造の強化と毛管力

本報の条件の範囲においては，コンペネによる測定が土の発現を担わせたところ，強雨時に表層にクラストが形壌層の診断技術になることが示された．また，コンペネ成されても透水性を維持し，下方での水分貯留と表面流による階級から，苗立ち評価の期待値を推定できた．

去水の軽減に効果があることがわかった．

キーワード：コーンペネトロメータ，苗立ち，排水性，キーワード：環境修復，マクロポア，浸透現象

分類指標，乾田直播
津波被災農地における地下水の塩分モニタリング
土壌の水分特性および通気性における

宮城大学食産業学部

ヒステリシスと封入空気の関係

千葉克己・加藤徹・富樫千之

塩害は津波や高潮などによる海水の浸水だけでなく塩島根大学生物資源科学部

深田耕太郎

分濃度の高い地下水によっても発生する．宮城県沿岸部

空気の封入と，水分特性や通気性におけるヒステリシの農地は，東日本大震災の津波により海水が浸水しただ

スの関係は明らかになっていない．本研究では，吸水過けでなく，地盤が数十 cm 沈下したため，塩分濃度の高程と排水過程における鳥取砂丘砂の気相率，水頭，通気い地下水が上昇した．本研究ではこうした津波被災農地

性の関係を，音響法と従来法を組み合わせた測定から求の除塩対策を進めるための基礎的な情報を得ることを目めた．その結果，封入空気は水分特性曲線の形状を変え的として地下水の塩分濃度モニタリングを行った．地下ることで，気相率の一部の範囲でヒステリシスに影響す

水位と排水路の水位は排水機場の稼働により，50 cm 以

ることが分かった．また，封入空気は，連続気相の通気下に低下することが認められた．地下水の EC は 20 dS

性におけるヒステリシスに影響しないことが明らかと

m 1 程度と塩分濃度が高く，排水機場が稼働しない深夜なった．

から早朝に田面下 25 cm 付近にまで上昇することが確認

キーワード：連続気相率，鳥取砂丘砂，音響測定された．調査区の既設本暗渠は田面下 50 cm に存在す‒るため，今後除塩対策を行う場合，排水機場を稼働し，排水不良果樹園における放射性物質の分布特性と排水路水位をそれ以下に低下させることが必要であり，
0 〜 20 cm の層は除塩が可能であると考えられた．

下方浸透促進の試み
岡山大学大学院環境学研究科

キーワード：除塩，津波被災農地，モニタリング

宮本珠未・森也寸志・末継淳
宮城県農業・園芸総合研究所

稲生栄子

明治大学農学部

登尾浩助

排水不良地では，表面流の発生や表面クラストの形成，

軟 X 線画像法による微細粒試料の土壌面密度・体積含水率測定
三重大学大学院生物資源学研究科

廣住豊一・成岡市

加えて近年増加傾向にある強雨によって表層土壌が失わ

本報では，水分を含んだ微細粒試料に対して，軟 Xれるなどの劣化プロセスにさらされる可能性が高い．本

線画像法を適用し，本法による「土壌面密度」および体研究では，東日本大震災の過程で放射性物質の降下にさ積含水率の測定を試みた．その結果，シルト，ベントナ

らされた排水不良の果樹園において，その改善と放射性

イト，カオリナイトのいずれの試料でも，土壌面密度を物質の空間分布調査を行った．電気伝導度分布は放射線測定できることがわかった．また，ベントナイトでは，量と相関を持つことが明らかで，傾斜に沿う値の濃淡か水分変化によって生ずる体積変化から，体積含水率を測ら，放射性物質は降下直後に土壌に吸着したわけではな

定できることがわかった．

く，可溶性塩類と共に移動しやすい状況にあった履歴がキーワード：軟 X 線画像法，土壌面密度，体積含水率，あると推測された．人工マクロポアによる下方浸透を促

シルト，粘土進すると 4 ヶ月後にわずかに放射線量が減少するプロットが得られたが，さらなる調査と実験の継続の必要性が

森林の堆積有機物を通過した水に含まれる
放射性セシウム

考えられた．
キーワード：放射性物質，電磁探査，マクロポア，浸透

森林総合研究所小林政広・大貫靖浩・篠宮佳樹

福島県林業研究センター

現象

蛭田利秀

東京電力福島第一原子力発電所の事故後，福島県郡山
人工マクロポアによる表層クラストの影響軽減と市の森林で定期的に採取した堆積有機物層通過水および水分貯留の促進同森林で採取した堆積有機物のカラムを通過させた水に

岡山大学大学院環境生命科学研究科

森也寸志・末継淳

含まれるセシウムの放射能を測定した．現地堆積有機物

シンポジウム特集 資料：2012 年度土壌物理学会大会講演会ポスターセッション：土壌物理研究の最前線発表要旨

47

層通過水，カラム流出水の多くから放射性セシウムが検内のビニールハウス，期間は 2012 年 8 月 2 日から 3 日

出され，夏季には放射性セシウム濃度が上昇した．夏季とした．地表面から土壌深さ 100 cm までに圧力センサーに濃度が上昇する主な原因として，温度上昇のため堆積を埋設し測定を行った．熱水を投入すると土壌表層で有機物の分解が進むことが考えられた．

は大きな圧力の変化はなかったが，土壌深さ 80 cm とキーワード：放射性セシウム，森林，堆積有機物

60 cm の圧力が一時的に大気圧と土壌表層の圧力より高くなることが分かった．

福島県飯舘村における放射線量のキーワード：熱水土壌消毒，土中圧力，土壌の物理的性

多点連続モニタリングシステムの開発
東京大学大学院農学生命科学研究科

質小林大樹・溝口勝（株）クロスアビリティ

伊藤哲

TDR 法を用いた土壌凍結地帯における融雪時の湛水の福島県飯舘村の空間放射線量の平面分布は不均一にモニタリングなっており，正しい分布を知るために放射線量の広域か（独）農研機構 北海道農業研究センター

つ多点連続モニタリング技術が必要とされている．し矢崎友嗣・岩田幸良・廣田知良

かし，従来のフィールドモニタリングシステム（FMS）（独）農研機構 野菜茶業研究所

柳井洋介

では有線で繋がれた狭い範囲のモニタリングしかできな

土壌凍結が深く発達すると融雪期に湛水が生じ，農業

かった．そこで，無線方式を使用した中継器のネットワーに悪影響を及ぼす．本研究では TDR を用いて凍土上のクアダプタ Bluetooth 版（NABT）を開発した．また，湛水の計測を試みた．室内試験ではロッドの基部上にNABT を飯舘村の山間地，水田に設置し，どちらの場

様々な厚さの凍土や氷を持った試料を湛水させ，水温，所でも正常に動作することを確認した．NABT を利用

反射波形，TDR の出力（

して広域かつ多点での放射線量連続モニタリングが出来が厚くなるとファーストピークの立ち上がりからピーク

ることがわかった．

までの距離が大きくなり，セカンドリフレクションも後

キーワード：フィールドモニタリングシステム，放射性退した．ファーストピークの遅れを考慮して見かけのロッド長

物質，震災復興aa/ ）を測定した．凍土や氷を補正した結果，湛水深の推定精度は向上

した．屋外試験では短時間であったが湛水の検出に成功
冬期湛水終了時期の違いが水田土壌中のした．凍上とその後の地表面沈下を考慮すると，ロッド

窒素形態変化に及ぼす影響

基部が地表面より 5 cm 以上深くなるように埋設する必

京都大学大学院農学研究科
尾﨑広海・中村公人・川島茂人

要があることが示された．
キーワード：湛水深，TDR 法，凍結層，波形，融雪

冬期湛水を実施した場合，湛水を終了し非湛水状態に切り換える時期の違いが水田土壌の窒素形態変化に及ぼす影響を検討する為，冬期湛水終了直前の現地水田土壌

人工マクロポアによる土壌炭素の深部貯留効果
岡山大学大学院環境生命科学研究科

末継淳・森也寸志

を用いて 9 種類の異なる非湛水期間を設定し室内培養試

土壌に人工的なマクロポアを設置することで，物質の験を行った．その結果，非湛水への切り換え時期の違い

貯留・分解を制御する試みが行われてきた．しかし，人によって土壌中の窒素形態変化に違いが確認できた．冬工マクロポアによる有機物の土壌深部への貯留効果は十期湛水の効果と乾燥（非湛水）の効果により，非湛水期間分には検証されていない．本研究では，人工マクロポア

2 週間（湛水期間 17 週間）の場合に代かき以降の溶存有による有機物の深部貯留効果を検証することを目的と機態窒素濃度とアンモニア態窒素濃度が最大となった．

し，ヘレ・ショウセルに充填した真砂土に人工マクロポ

キーワード：冬期湛水，土壌窒素，煮沸浸出性有機態窒アを設置し，腐植酸アルカリ溶液の浸透実験を行った．

素

その結果，腐植酸溶液の添加後 24 時間で浸潤前線が表層から約 13 cm まで発達したが，腐植酸による黒色化
熱水土壌消毒時における土中圧力の変化

層は表層約 3 cm にとどまった．しかし，人工マクロポ

明治大学大学院農学研究科

アは下端近傍で局所的に黒色化部位を形成したため，腐明治大学農学部

伊東雄樹・鈴木文也
世取山哲平・登尾浩助

神奈川県農業技術センター

太田和宏・北浦健生

臭化メチル剤に代わる土壌消毒として熱水土壌消毒が植酸の貯留効果を期待できることがわかった．
キーワード：人工マクロポア，炭素貯留，ヘレ・ショウ
セル，腐植酸注目されている．しかし，熱水土壌消毒後に大量の温室効果ガスが発生することが報告された．さらに，土中ガ台地流域における鉛直・水平スケールとスは主に濃度差による拡散で移動することが知られていピーク流出特性の関係

るが，熱水土壌消毒時は熱水投入により土壌間隙の減少

東京大学大学院農学生命科学研究科することによる移流で土中ガスが大気へ放出されている

辻英樹・塩沢昌・吉田修一郎・西田和弘

ことが示唆された．そこで，熱水土壌消毒時の土中圧力

台地流域の鉛直・水平スケールが流域のピーク流出特の変化を測定した．実験地は神奈川県農業技術センター性に与える影響を調べるために，地下水面の深さと地下土壌の物理性 第 123 号（2013）

48

水流路長を変えた流域を用意して数値実験を行った．そ

福島県飯舘村行政区における地温の簡易推定の結果，ピーク流出高は地下水面の深さ・地下水流路長

明治大学農学部

登尾浩助

に対して冪関数状に減少した． これは，地下水面が深東京大学大学院農学・生命科学研究科

溝口勝

いほど浸潤前線のフラックスが低下すること，地下水流

高エネルギー加速器研究機構

岩瀬広NPO 法人ふくしま再生の会

田尾陽一

路が長いほど上流の地下水位上昇の影響が下流端に到達するまでの時間が長くなることと，浸潤前線が地下水面

福島県飯舘村は，全村避難が今なお続いており，早急に達する時刻が水平方向にばらつくことが原因である．

な除染が求められている．飯舘村の冬期は，気温の低下

また，降雨と土壌を変えて数値実験を行った結果，降雨により土壌表面付近が凍結して凍土を形成する．降下量が多いほど，あるいは土壌の透水性が低いほどスケーした放射性セシウムは，土壌表面から 5 cm 深さまでにルの拡大によるピーク流量緩和の影響が大きくなった．

96 % が留まっているため，凍土を剥ぎ取ることによりキーワード：ピーク流出，台地流域流出，鉛直・水平ス

作業中の被爆を最小限にして効果的に除染が可能である

ケール

ことが報告されている．凍結深度を推定するために，広域の気温と地温を基準地点の気温を使って簡易な回帰分

泥炭湿地における土壌水分分布の地下水位依存性
永井竜也

積算日平均地温の間には，極めて高い相関を持った直線

飯山一平・大澤和敏

関係が存在することが分かった．しかし，積雪下の地温

宇都宮大学大学院農学研究科
宇都宮大学農学部

析によって推定できないか検討した．積算日平均気温と本研究では，泥炭地の乾燥化に地下水位低下が与える影響の定量的評価を目的とした．タイ国ナコン・シ・タと気温の相関係数はやや小さくなった．
キーワード：気温，回帰分析，地温，凍結深マラートのオイルパーム畑から採取した不撹乱泥炭土壌より測定した不飽和透水係数および水分特性曲線を基に，積分型ダルシー則から導出したモデルを用いて水分

土壌表層の堅密化が土壌中ガス挙動に与える影響
宇都宮大学大学院農学研究科
宇都宮大学農学部

分布を予測した．得られた土壌水分分布は，土壌透水性

辻千草
飯山一平

の影響を大きく受けていた．よって，地下水位低下に対

草地は耕起されること無く長期間にわたり利用される

する泥炭湿地表層の乾燥への脆弱性を評価する上で，不為，土壌表層の土壌固相の増加や気相率 ･ 間隙率の低下

飽和透水性評価を慎重に行うべきと考えられた．今後，が起こり，堅密化が進行する．土壌表層数 cm の堅密化

泥炭土層の水分輸送性に関する知見と泥炭土壌の好気分

は牧草の低収量化，追肥効果の低下等，地表から土壌へ解に適した水分条件に関する知見により，泥炭土壌の好の酸素供給の不足を引き起こす．そこで堅密化した層を気分解への脆弱性のより正確な評価を期待できる．

用いて通気性を実測し，土壌中ガス輸送現象に与える影

キーワード：好気性分解，ダルシー則，地下水位，泥炭響を測定することを目的とした．堅密層 ･ 粗層の 2 つの土壌，泥炭地層を乾燥密度 0. 9 〜 0. 6 Mg m 3 の範囲で数種類設定し

‒

3

‒3

気相率 0 〜 0. 27 m m になるように組み合わせて供試
豪雨時におけるモンゴル草原の深度別体を作成し，そのガス拡散係数を求めた．その結果，二土壌水分分布と浸透能の関係

層充填供試体は均一充填供試体よりも低いガス拡散性を東京大学大学院農学生命科学研究科
西田和弘・宮坂加理・塩沢昌・吉田修一郎
モンゴル農業大学

ウンダルマ・ヤムサラン

示した．また，二層充填供試体のガス拡散性の低さの由
来は，粗層よりも堅密層にあることが推察された．
キーワード：成層土壌，草地，ガス拡散係数，堅密化

シリグマ・バツスキ
モンゴルの草原において，遊牧地と禁牧地それぞれの放牧の有無がモンゴル草原の土壌水分量と浸透能，豪雨時の降雨強度，降雨前後の土壌水分変化を地温に与える影響

測定・比較することで，遊牧に伴う浸透能の低下が草原

東京大学大学院農学生命科学研究科の水分環境に与える影響を検討した．結果，モンゴル草宮坂加理・塩沢昌・西田和弘・吉田修一郎‒

原の浸透能は 50 mm h 1 以上であり，通常の降雨は全てMongolian State Univ. of Agriculture

浸透させうる値であった．しかし，豪雨時の降雨強度（19Undarmaa Jamsran・Siilegmaa Batsukh

mm / 10 min）はこの値を上回り，広範囲で表面湛水がモンゴル草原において柵で囲われた禁牧地（inside）

発生した．この表面湛水は，地表面の微小な起伏によりと，柵の外側の放牧地（outside）で土壌水分量と地温

表面流を発生させ，浸透量とこれに伴う土壌水分量増加の測定を行い，放牧の有無がこれらに与える影響を検討に不均一性をもたらした．このような不均一性は，植生した．その結果，放牧の有無で春先の土壌水分と地温が利用可能な根圏の土壌水分量の減少を招き，植生の生変化が異なり，春先に植物が利用できる水分量は inside

育を阻害すると考えられる．

の方が多くなった．凍土が融解し始める時期は outside

キーワード：遊牧，浸透能，土壌水分，豪雨の方が inside よりも 1 〜 2 週間程度早く，その後の土壌水分量の減少速度は，5 月上旬まで outside の方が大きかった．この時期の土壌表面は，家畜の喫食によりシンポジウム特集 資料：2012 年度土壌物理学会大会講演会ポスターセッション：土壌物理研究の最前線発表要旨

49

outside はほぼ裸地状態になったが，inside では土壌表

生育むらの軽減への効果を検討することを目的とした．

面は枯草で覆われたままであった．そのため，inside で施工前の収量規定要因は土壌断面や作土層下の透水性は枯草により地温上昇と土壌面蒸発が抑制されたと考え

等，地形造成に関連する項目であった．対策として行っられる．

た排水改良後の平均収量は施工前と比べて増加していキーワード：乾燥地，植物被覆，土壌面蒸発，放牧た．全体の変動係数は減少しており，特に施工区では大きく減少していた．年次変動による違いや地点ごとのバ

作物生育条件下における土壌水分・塩分の時空間分布
鹿児島大学大学院

田川堅太

佐賀大学農学部
九州大学大学院

長裕幸
北野雅治

高 EC の地下水条件でトウモロコシ植生を与えた時

ラつきもあったが，生育の悪い地点で増加率が大きく，実施した排水改良は収量むら軽減と増収に効果があったと判断できた．更なる排水改良の効果検討には，土壌中の水分状態に着目して検討する必要がある．
キーワード：湿害，収量むら，規定要因，排水改良に，土中の水分・塩分プロファイルがどのような特徴を持つのかを明らかにするために，地下水位制御システム

地中海式気候におけるオリーブの水分状態指標にを持つ実験カラムに，トウモロコシ植生条件，裸地条件

対する灌漑の影響を作成し，TDR で土壌水分量（θ）・バルク電気伝導度

鳥取大学大学院農学研究科（σb ）をモニタリングした．θの鉛直分布は，裸地条件，

新田佳菜子

猪迫耕二・齊藤忠臣

CIHEAM-IAMB

Mladen Todorovic

植生条件ともに，経時的な変化は見られなかったが，根

鳥取大学農学部の吸収による上方向への水分移動が確認された．比誘灌漑の実施がオリーブの水分状態指標に与える影響を

電率（ε）
・σb から計算した土壌溶液電気伝導度（σw）

明らかにするために，灌漑区と天水区を設けて，それぞの推定値において，浅い観測点ではσw 値の低下がみら

れの区における土壌水分，樹体内水分，サップフロー，れたことから，トウモロコシによる吸収が生じたと考え

気孔コンダクタンスをモニタリングした．樹体内水分とられる．

気孔コンダクタンスは，圃場に水ストレスが発生していキーワード：塩類集積，電気伝導度，土壌カラム

ないと思われる段階では灌漑区と天水区に差は認められず，それを下回った段階から両者の差が大きくなった．

中国乾燥地畑地圃場における土壌塩類化

また，土壌水分とサップフローについては，灌漑直前に

佐賀大学農学部

は灌漑区と天水区でほぼ同程度の値を示すが，灌水の実

高橋翔平・長裕幸

鹿児島大学大学院

田川堅太

中国科学院
九州大学大学院

施によって鋭敏に反応し，著しく上昇した．これらの結王維真果から，オリーブの水分状態指標は灌漑の有無による水北野雅治

ストレスの発生とその解消の影響を強く受けることが明

乾燥気候に属する中国黄河中流域の甘粛省の畑地圃場

らかとなった．

において，土壌の塩類化の現状を調べるため，TDR によキーワード：土壌水分，樹体内水分，サップフロー，気る土壌体積含水率（θ）およびバルク電気伝導度（σb ）の孔コンダクタンス

計測を 2012 年 5 月から実施した．降雨が観測された時，
θ・σb ともに計測値の上昇が見られた．深さ 0. 05 m で

底面灌水条件下における室内壁面緑化ユニットの観測したσb は特に顕著な上昇を示した．6 月期におけ吸水性能評価るθ・σ b の計測値を，過去の同圃場のおいて計測し鳥取大学農学部

猪迫耕二・齊藤忠臣

た値と比較した結果，θについて，異なる計測年の間で協和株式会社ハイポニカ事業部

顕著な差は認められなかったが，σb について，2012 年

本研究では，室内におけるユニット型壁面緑化に適し小寺美里

において顕著に高い値を示した．

た省力型灌漑方法として，底面灌漑に着目し，本法を用キーワード：乾燥地，塩類集積，TDR

いた場合の植栽基盤の吸水性能を実験的に評価した．その結果，不織布を挟み込んだ基盤において吸水速度が強

作物生育むらの規定要因の解明とその対策に関する研究北海道大学大学院農学院
北海道大学大学院農学研究院

化されること，ならびに，底面灌水条件下では植栽基盤

臼井朗

が下部から上部まで水理学的に連続している状態におい柏木淳一て，植栽基盤の吸水要求に応じた水供給を行えば，植栽

難透水層が浅い位置に出現することによって起こる湿基盤が上部まで吸水できることが明らかになった．

害が収量の規定要因とされる飼料作物畑において，土層

キーワード：不織布，植栽基盤，樹体内水分計，室内緑

改良を伴った排水改良を施工した．本研究では施工前で化の収量規定要因を解明し，併せて排水改良による増収と資2012 年度土壌物理学会大会

料
エクスカーションの紹介

岩田幸良 1

Fig. 1 十勝地域とエクスカーション見学施設の位置．

2012 年 11 月 2 日，帯広市のとかちプラザにおいて土壌物理学会大会が開催され，翌日の午前中に，エクスカーションが実施された．シンポジウムテーマの「畑地の土壌有機物動態と土づくり」に関連して，
鹿追町のバイオガスプラントと JA めむろの大規模堆肥製造所を見学した（Fig. 1）．また，清水町の美蔓パノラマパークにおいて，十勝の風土を特徴付ける段丘地形や防風林，日高山脈等の風景を眺めた（表紙写真）．
エクスカーションのタイムテーブル
8：30
JR 帯広駅 出発
9：30 〜 10：10
鹿追バイオガスプラント見学
10：30 〜 10：45
美蔓パノラマパーク 田園風景見学
11：30 〜 12：00
JA めむろ堆肥製造所見学
12：20
北海道農研センター芽室研究拠点 到着（昼食）

おらず，予定通り帯広駅を出発した．
車中では，北海道総合研究機構 十勝農業試験場の渡邊祐志研究主幹に，十勝の農業や土壌について，
車外の風景をみながら説明していただいた．十勝の農業の現状については，具体的な数字を交えながら説明していただき，十勝の農業の規模やアクティビ
ティの高さを学んだ．一方，農業機械が大型化することで透水性が低下し，畑の低いところに水がたまりやすい兆候がみられるなど（Photo 1），農業規模の拡大に伴う弊害に関する説明もあり，農業生産現場における土壌の物理性の重要性が再認識された．
その他にも，ポイントとなる風景がある度に渡邊氏44 名の事前申し込み参加者に加え，当日に飛び入りの参加者もあり，盛況なエクスカーションとなった．前日の懇親会では，十勝の肉や野菜をふんだんに使用した料理を味わいながら，深夜まで酒宴を楽
しんだにもかかわらず，遅れてくる参加者は一人も1（独）農研機構 北海道農業研究センター
2013 年 2 月 19 日受稿 2013 年 2 月 19 日受理
土壌の物理性 123 号，51 ‒ 53（2013）

Photo. 1 秋まき小麦畑の湛水（移動中の車窓から撮影）．

52

土壌の物理性 第 123 号（2013）による説明が適宜あったため，走行距離 100 km 以 （Photo 3），発酵と発電（Photo 4），消化液やバイオ
上と，半日のエクスカーションとしては長い移動距
ガスとしての利用（Photo 5, 6）に至るまで，施設全離であったが，移動中も参加者は退屈しなかったよ
体を見学した．消化液はそのまま販売されることもうだ．
あるが，農家の畑に散布するところまでプラント側
鹿追バイオガスプラントでは，初めにログハウス
で請け負うサービスもあるとのことであった．散布
風の研修施設に案内され，施設の意義や全体の構造は大型のトラクターでタンクを牽引して行われるが，等をわかりやすく解説したビデオを観た．その後， 実際の機械を間近にみることができ，十勝で使用さ堆肥の搬入から施設への受け入れ（Photo 2），貯蔵れているトラクターの大きさが実感できた（Photo 5）．
バイオガスプラントはドイツ製であり，設置時にはそれなりのコストがかかったとのことだ．例えば堆肥受け入れのための施設（Photo 2）は腐食が激しく，

Photo. 2 牛糞を搬入するための施設．

Photo. 5製造された消化液を畑に散布するための作業機．

Photo. 6
置．

製造されたバイオガスを利用して走る車とガス充填装

Photo. 3 牛糞を貯留するための施設．

Photo. 7
施設．

受け入れた堆肥を最初に切り返して発酵を促すための

Photo. 4 牛糞の発酵・発電のための施設．

シンポジウム特集 資料：2012 年度土壌物理学会大会 エクスカーションの紹介
定期的なメンテナンスが必要である．現在はランニ
ングコストと収益がなんとか釣り合うような運営状
況であるが，今後，発電時の電気が高く売れるようになれば，施設の修繕に必要なコストも捻出できるようになる，とのことであった．バイオガスプラン
ト見学の後，堆肥製造のためのハウスや施設から出る熱を利用した作物栽培用の温室など，プラントと同じ敷地内にある関連施設を見学した．
JA めむろの堆肥製造所では，芽室町から出る牛糞を堆肥化する大型施設を見学した．受け入れてすぐの堆肥を切り返す様子（Photo 7）や，ある程度熟成が進んだ後，さらに熟成を促すための施設（Photo8），ほぼ完成した堆肥を貯蔵する施設（Photo 9）な
ど，糞尿が堆肥になる行程を見学した．発酵時の堆肥の温度のモニタリングや（Photo 10），発酵を促進するために床から通気する（Photo 11），牛糞と混合する材料を検討する等を通じて，少しでも効率的に発酵するように工夫しているとのことであった．また，前日のシンポジウムで，堆肥の成分を調べて適切な施用を行うことの重要性が指摘されたが，ここではそれを実施しており，堆肥の効率的な利用の流れが現場まで行き渡りつつあることを実感した．農Photo. 8
施設．

53

家の要望に応え，堆肥製造所で所有する大型トラク
ターや散布機により堆肥を散布するサービスを実施しているとのことであった．
どちらの施設でも参加者から多数の質問があり，それに対して案内していただいた方々が誠実に答えているのが印象的だった．そのため，どちらの施設
も時間を超過したが，参加者にとっては実際の農業現場に携わる人たちから貴重な情報を得ることができ，良い経験になったのではないかと思う．十勝在住の筆者も，とても貴重な，そして楽しい経験ができた．施設を案内していただいた方々，そしてエクスカーションに参加していただいた方々に，ここに記して感謝する．

ある程度発酵が進んだ堆肥をさらに発酵させるためのPhoto. 9 ほとんど完成した堆肥を貯蔵する施設．

Photo. 10 発酵が順調に進んでいるかをみる
ための温度のモニタリング．

Photo. 11 堆肥の下面から空気を送り込んで発酵を促す装置．

論文., March 2013, Vol. 123, 55 ‒ 63

Original Paper

塩化鉄（III）を用いたオンサイト化学洗浄によるカドミウム汚染土壌の修復（―化学洗浄が土壌理化学性およびオクラ）の生育に及ぼす影響―
赤羽幾子 1・牧野知之 1・加藤英孝 1・中村 乾 1・
関谷尚紀 2・神谷 隆 3・高野博幸 3

Remediation of cadmium-contaminated arable soils by washing with iron（III）chloride: Eﬀects of on-sitewashing on soil properties and the growth of okra（
1

1

）
1

1

Ikuko AKAHANE , Tomoyuki MAKINO , Hedetaka KATOU , Ken NAKAMURA ,Naoki SEKIYA2, Takashi KAMIYA3 and Hiroyuki TAKANO3

KeyWords : soil washing, cadmium, soil remediation
Abstract : Chemical washing with iron（III）chloride
technology, tillability, clod size distribution
is a recently developed method for extracting cadmium（Cd）for the remediation of Cd-contaminated ara1. はじめに
ble soils. On-site washing using iron（III）chloride wasconducted in a paddy ﬁeld having a high Cd content of
国際連合食糧農業機関（FAO）と世界保健機関（WHO）
0. 56 mg kg‒1, a clay content of 0. 15 kg kg‒1 and a catが共同で設立した国際食品規格（Codex）委員会にて，ion exchange capacity of 13 cmolc kg‒1, and its eﬀects
各種畑作物のカドミウム（Cd）濃度基準値が採択された
on the physical and chemical properties of the soil as（CODEX，2005）．畑作物の Cd 基準値は作目毎に幅広
well as on the growth of okra（）
く 設 定 さ れ た（ コ ム ギ 0. 2 mg kg‒1， 葉 菜 類：0. 2 mg
were investigated.
The chemical washing, which involved intensive pudkg‒1，根菜類：0. 1 mg kg‒1，果菜類：0. 05 mg kg‒1 等）．
dling, exerted adverse eﬀects on the uniaxial compresこれを受けわが国では，農作物の Cd 吸収低減対策の推sive strength of soil before tillage and the clod size dis進および農作物の汚染状況を把握し，必要に応じてコメtribution of the tilled soil in the ﬁrst year. Emergence
以外の食品の Cd 基準値の設定等について検討すること
and subsequent growth of okra were also adversely afとされている（厚生労働省 , 2010）．以前実施された農
fected. However, these eﬀects were not persistent; in
林水産省（2002）の実態調査によれば，Codex 基準値
the second and the third years, there was little diﬀerence in the clod size distribution or the growth of okraを超過する畑作物の割合は 1 ％未満〜 30 ％にものぼっbetween the washed and unwashed plots. In contrast,
た．特に果菜類であるオクラの Codex 基準値に対する
the Cd contents of okra grown in the washed plot
超過率は 25 ％と高かった（農林水産省，2002）．わが国
were consistently lower, and 0. 3‒0. 5 times as large as
では，オクラのような Codex 基準値が低く，その基準
those in the unwashed plot, demonstrating the persist値を超過する危険性の高い作目に対する Cd リスク低減
ing eﬀects of the chemical washing on Cd uptake by
技術の開発が急務である．
the plant. The chemical washing, at the same time,caused considerable losses of magnesium and potassi畑作物の Cd 吸収抑制技術としては，従来からアルum from the soil. The cation imbalance could, however,
カリ資材施用による土壌 pH 矯正（稲原ら，2007；雄川・
be easily rectiﬁed with inorganic and organic amend稲原，2009；Tan et al., 2011）や有機物の施用（吉川・ments. These results demonstrates that the chemical
瀧，2009；Sato et al., 2010）が広く行われているが，
washing using iron（III）chloride is an eﬀective tech水稲における水管理技術（農林水産省，2011）に匹敵
nique for remedying Cd-contaminated soils and reducするような Cd 抑制技術は未だ確立されておらず（荒ing Cd uptake by okra.
尾ら，2010），現在，Cd 高吸収イネを用いたファイト1‒ ‒National Institute for Agro-Environmental Sciences, 3 1 3 Kannondai, Tsukuba, Ibaraki 305 ‒ 0856, Japan. Corresponding author：
赤羽幾子，1（独）農業環境技術研究所
2
Nagano Agricultural Experiment Station, 492 Ogawara, Suzaka,
Nagano 381 ‒ 0072, Japan.
3
Research & Development Center, Taiheiyo Cement Corportion,2 ‒ 4 ‒ 2 Osaku, Sakura, Chiba 285 ‒ 8655, Japan.
2012 年 9 月 25 日受稿，2012 年 11 月 12 日受理
土壌の物理性 123 号，55 ‒ 63（2013）

レ メ デ ィ エ ー シ ョ ン（Murakami et al., 2009；Ibaraki
et al., 2009；本間ら，2009），接ぎ木を用いたナス科のCd 低減技術（竹田ら，2007；Arao et al., 2008），ダイズ
を対象とした地下水位の調整技術（村上ら，2011），コ
ムギの Cd 低吸収品種（独立行政法人農業環境技術研究所，2009）の導入等が検討されている．

土壌の物理性 第 123 号（2013）56

化学洗浄は，土壌中の重金属を強酸やキレート資材，

2. 実験および分析方法

その他の化学物質を用いて化学的に除去する方法であり，迅速かつ効果的に重金属を低減することができる

2. 1 オンサイト化学洗浄（Dermont et al., 2008）．塩化鉄（Ⅲ）（FeCl3）を用いたオ

2008 年 10 月，
長野県北安曇郡白馬村農家水田圃場（礫ンサイト（現地）土壌洗浄（農林水産省・独立行政法人

質 灰 色 低 地 土，0. 1 M HCl 抽 出−Cd 含 量：0. 56 mg

農業環境技術研究所，2007）は，水稲の生育への影響がkg‒1，粘土含量：0. 15 kg kg‒1，陽イオン交換容量（CEC）：

ほとんどなく，作土および玄米の Cd 含量を大幅に低減

13 cmolc kg‒1，面積約 415 m2）にて塩化鉄（Ⅲ）を用いできる有効な方法であることが示されている（Makino

たオンサイト化学洗浄（高野・牧野，2006；Makino etet al., 2008，2010）．塩化鉄（Ⅲ）は，強酸に比べ環境影

al. 2007）を実施した．化学洗浄時の塩化鉄
（Ⅲ）
の濃度は，

響が少なく，キレート資材よりも安価で，農耕地への適事前に供試圃場より作土を採取し，室内試験により決定応が容易な薬剤である．一方で，塩化鉄（Ⅲ）は効率的した（農林水産省・独立行政法人農業環境技術研究所，に Cd を抽出すると同時に主要なカチオンや他の微量金

2007）．本試験では 20 mmol L‒1 とした．供試圃場にか属元素も抽出してしまう可能性がある（Makino et al.,

んがい水を導入し，42 ％塩化鉄（Ⅲ）溶液（鶴見曹達株2006）．さらに，オンサイトでの化学洗浄では重機によ式会社）を 2. 6 kg m‒2 加え，水深 40 cm で代かきを行っる 強 度 の 代 か き が 行 な わ れ る（ 高 野・ 牧 野，2006；

た．土壌が沈降した後，溶出した Cd を含む排水を洗浄

Makino et al., 2007）ため，洗浄後に畑地として利用し圃場の近傍に設置した排水処理装置に送水した．その後，た場合，土壌理化学性の悪化や作物生育への影響が懸念

作土に残存する Cd の回収および塩化物イオンの低減のされる．これまで，洗浄圃場の土壌を用いたダイズおよため，水洗浄を 2 回行い，排水は同じように排水処理装びホウレンソウのポット栽培試験が実施され，土壌化学

置に送水した．回収した排水は，排水処理装置にて凝集

性や作物生育への影響が検証されている（Maejima et

沈殿処理し，Cd を除去した．Cd 除去後の処理水は，用al., 2007；Akahane et al., 印刷中）が，現地栽培試験に水路に放流した．処理水の Cd 濃度は，Cd 除去処理による作土の理化学性および作物生育に対する影響評価は，試験当時
より 1μg L‒1 以下となり（Nagai et al., 2012）

実施されていない．

の「水質汚濁に係る人の健康の保護に関する水質環境基

本研究では，Cd 含量の高い農耕地にて塩化鉄（Ⅲ）

準」である 0. 01 mg L‒1（2011 年 3 月より 0. 003 mg L‒1を用いたオンサイト化学洗浄を行い，洗浄処理が作土のに改訂）以下にまで低減した．なお，水洗浄 2 回後の田理化学性に与える影響を検証した．また，洗浄後の圃場

面水中の塩化物イオン濃度は 363 mg L‒1 となり，作物

で，オクラを供試作物とした栽培試験を行い，土壌理化

生育に影響があるとされる 500 mg L‒1 以下であった．

学性の経年的変化と作物生育への影響を調査した．

化学洗浄後，土壌 pH は塩化鉄（Ⅲ）処理の影響で 3. 83

Table 1 供試圃場の栽培履歴．
Summary of cultivation history in the ﬁeld.

項目＼年

2009

2010

2011

作目

オクラ

オクラ

オクラ

春〜秋

春〜秋

栽培時期
前作

ソバ※，化学洗浄（秋） ダイズ※，サトイモ※

春〜秋
ダイズ※

前作の残さ処理

全量鋤き込み全量鋤き込み全量鋤き込み耕起（回数）

乗用トラクター（1）

乗用トラクター（1）

乗用トラクター（1）

砕土（回数）

歩行型管理機（2）歩行型管理機（2）歩行型管理機（2）資材

炭酸カルシウム

炭酸カルシウム

炭酸カルシウム‒2

施肥窒素量 （N：P2O5：K2O，g m ）（全層・基肥）15：15：15

15：15：15

15：15：15（表層・追肥）

4：0：4

4：0：4

4：0：4

播種方法

直播

直播

直播

播種日

6/2

6/6

6/10

黒マルチ

黒マルチ

黒マルチ

草刈り機

草刈り機

草刈り機

8/12 〜 10/1

8/3 〜 9/22

8/3 〜 9/26

栽培管理，除草等
収穫※現地の栽培指針に沿って栽培された．

論文：塩化鉄（III）を用いたオンサイト化学洗浄によるカドミウム汚染土壌の修復

57まで低下した．低下した土壌 pH を矯正するため（目標

料の施用前）に無洗浄区（37. 6 m2）を 8 区画，洗浄区（55. 5

pH は 6 とした）
，炭酸カルシウム（以下，「炭カル」とm2）を 10 区画に分けて作土を採取した．1 区画あたり略記）を泥状の作土に施用し，撹拌した．当該圃場への2 箇所から作土（採取深さは，約 0 〜 13 cm）を採取し，炭カル施用量は，緩衝曲線法（土壌環境分析法編集委員

混合したものを土壌試料（無洗浄区，洗浄区それぞれ試‒2

会，1997）により算出した結果，690 g m であった．

料数= 8，10）とした．2009 年のオクラ栽培後は，オ

2. 2 オクラ現地栽培試験

クラ栽培を行った無洗浄区（25. 2 m2）および洗浄区（37. 2

2009 年〜 2011 年において，オンサイト化学洗浄を行っm2）をそれぞれ 4 区画に分けて作土を採取した（無洗た長野県白馬村農家圃場の一部（洗浄区，55. 5 m2）にて，浄区，洗浄区それぞれ試料数

オクラ（= 4）．2010，2011 年に，品種アーリーファイ

おいては，オクラ栽培前および栽培後の無洗浄区（18. 8ブ）の栽培試験を行った（Table 1）．また，洗浄区に隣m2），洗浄区（27. 8 m2）をそれぞれ 4 区画に分け，作土接した圃場の土壌理化学性は洗浄前の圃場と相違ないも採取を行った（無洗浄区，洗浄区それぞれ試料数のとして，隣接圃場内に対照区（無洗浄区，37. 6 m2）

なお，土壌試料は直射日光の当たらない場所で通風乾燥を設置した．供試圃場における作付け体系は，オクラのし，孔径 2 mm の篩いを通し，一般化学性および Cd 含

連作障害を避けるため，オクラ，ダイズおよびサトイモ

量分析に供した．

= 4）．

の輪作とした．すなわち，洗浄区，無洗浄区ともに区内

土壌 pH（H2O）は土：純水＝ 1：2. 5 で，ガラス電極

を 2 〜 3 つに分割して，2009 年には，オクラ，ダイズ，（UB ‒ 10，Denver Instrument Co., USA）を用いて測定

サトイモを，2010 年にはオクラとダイズを各々作付けした（土壌環境分析法編集委員会，1997）．電気伝導率

し，次年度にはダイズの跡地にオクラを栽培した．
5 月上旬（播種約１ヶ月前）に，乗用トラクターによ（EC）は，土：純水＝ 1：5 で，電気伝導率計（MC126,
Mettler ‒ Toledo, USA）で測定した（土壌環境分析法編

るロータリー耕起（ロータリー幅 150 cm，耕起深さ 20

集委員会，1997）．CEC は，簡略化された繰り返し平衡cm）を 1 回行った．耕起後，土壌 pH を 6. 5 に矯正する法（土壌環境分析法編集委員会，1997）に準じて測定しために炭カルを施用した．緩衝曲線法（土壌環境分析法

た．ただし，塩溶液には 1 M 酢酸アンモニウム溶液（pH

編集委員会，1997）で求めた炭カル施用量は，無洗浄区，

7）を用いた．交換性陽イオンの抽出には，1 M 硝酸ア

洗浄区でそれぞれ，2009 年は 110 g m‒2 および 0 g m‒2，

ンモニウム溶液（pH 7，土：液＝ 1：10）を用いた（Maejima‒2‒22010 年 は 60 〜 90 g m お よ び 40 〜 145 g m ，2011

et al., 2007）．Cd の抽出には，1 M 硝酸アンモニウム溶

年は 30 〜 145 g m‒2 および 20 〜 178 g m‒2 となった．

液（pH 7， 土： 液 ＝ 1：10），土： 液 ＝ 1：5 の 0. 01 M

なお，有機質資材の施用は行わなかった．炭カル施用後，歩行型管理機（ヤンマーフロントポチ FP‒35，2. 4 kW，塩酸（HCl）および 0. 1 M HCl 溶液を用いた．これらにロータリー幅 50 cm，耕うんの深さはロータリー爪深さ

よび酸可溶態 Cd に相当する（Makino et al., 2006）．抽

3 段階の 2 段目（約 12 cm），作業速度は低速）による

出液中のカルシウム（Ca），マグネシウム（Mg），カリウ

砕土を 1 回行った．オクラについては，6 月上旬までに，基肥として窒素（N），リン酸（P2O5）およびカリ（K2O）

ム（K）および Cd は，高周波誘導結合プラズマ発光分光
分析法（ICP‒OES；Vistra ‒ Pro, Varian, USA）で分析

を 15 g m‒2 施用した．基肥には化成肥料（くみあい化

した．

より抽出される Cd は，それぞれ交換態，弱酸可溶態お成 8 号，N：P2O5：K2O ＝ 8：8：8）を用いた．施用し得られたデータは，SAS Add-In for Microsoft ver. 4. 2た化成肥料は成分として硫酸アンモニウム，過リン酸石（SAS Institute Inc., 2009）を用いて，Ryan-Einot-Gabri-

灰および塩化カリウムを含む．基肥を施用した後，歩行

el-Welsch（R・E・G・W）の Q による多重比較を行った．

型 管 理 機（ 三 菱 MS710， エ ン ジ ン：G710， 最 大 5. 1

なお，R・E・G・W 法は，ダンカンの多重範囲検定おkW，ロータリー幅は 60 cm，ロータリー耕爪回転速度

よびスチューデント・ニューマン・クールズ法よりも精‒1は 160 min ，耕うんの深さは約 12 cm，作業速度は 6
段階中の 1 速（低速））による砕土を 1 回行った後，畦立

度良く検定が可能である（石村・デズモンド，1997）．
2. 3. 2 土壌物理性てを行った．畦幅，ベッド幅および畦高はそれぞれ，90

2009 〜 2011 年に歩行型管理機による砕土を 2 回行っ

cm，80 cm および 20 cm とし，畦にはマルチ掛けを行ったオクラ種子播種前の作土の土塊径分布を篩別法（土壌

た．栽植密度は条間 45 cm，株間 30 cm とし，一株あ

物理性測定法委員会，1972）により調査した．篩の孔径たり 4 粒を直播きした．本葉 3 〜 4 葉の時期に適宜間引は，0. 2，0. 5，1，2 および 4 cm とし，調査は洗浄区・きを行い，一株あたり 2 本立てとした．収穫期には追肥無洗浄区とも 2 反復で行った．

（1 回あたり 2 N g m‒2）を 2 回行った．追肥の際にはマ

また，洗浄翌年の 2009 年に，耕起前の洗浄区およびルチの中心に株間に沿って切れ目を入れ，NK 化成肥料

無洗浄区から 100 cm3 不攪乱円筒土壌試料を採取し，か（NK4 号，N：P2O5：K2O ＝ 14：0：14）を，畝表面（条さ密度，含水比および，採取時含水比における一軸圧縮間）にスジ播きした．

強度（地盤工学会「土質試験の方法と解説」改訂編集委

2. 3 調査・分析方法

員会，2000）を，洗浄区については 4 反復，無洗浄区に

2. 3. 1 土壌化学性

ついては 5 反復で測定した．一軸圧縮試験では試料の成2009 年のオクラ栽培前（耕起後，炭カルおよび化成肥形は行わず，ひずみ速度は 1％ / 分とした．

土壌の物理性 第 123 号（2013）

58

2. 3. 3 出芽率および生育調査

よる粒径組成への影響はなかったものと考えられる．

洗浄区・無洗浄区をそれぞれ 2 区画に分割し，播種後2009 〜 2011 年における栽培前後の作土の化学性およ

0 〜 20 日の間に出芽数調査を行った．出芽数調査日は，

び形態別 Cd 含量を Table 3 に示す．2009 年の栽培前に2009 年 は 播 種 後 0，3，5，8，10，15，17 お よ び 20 日

おける洗浄区の土壌 pH は，同時期の無洗浄区と比べてと し，2010 お よ び 2011 年 は 播 種 後 0，3，5，7，10，高かった．これは，2008 年秋の化学洗浄直後に施用さ

12，15，18 および 20 日とした．出芽率（％）は，「出芽れた炭カルの残効と考えられた．2009 〜 2011 年におけ数／播種数× 100」により算出した．

る栽培後の EC は，栽培前に比べ高くなっているが，こ

オクラの生育調査は栽培期間中に 4 回，各試験区のれらは，炭カルの残効や肥料成分の影響と考えられる．

10 株，20 本を対象として草丈を測定した．草丈は，作2009 〜 2011 年の栽培前後における洗浄区の CEC は無物体が地生する地際から成長点までとした．

洗浄区と差がなかったことから，洗浄による CEC への2. 3. 4 収穫および着果数

影響はなかったと考えられた．

開花 3 〜 7 日後から，オクラ果実は収穫が可能であっ2009 年栽培前の洗浄区の交換性カチオン含量は，無た．収穫期間中に，Cd 含量の測定を目的に，可食部が洗浄区に比べ，Ca が高く，
Mg および K は低い傾向であっ

約 9 cm に伸長した果実を 3 回収穫した．3 カ年におけた．初年目の栽培前の洗浄区の交換性 Mg および K 含る オ ク ラ 果 実 の 収 穫 日（1 〜 3 回 目 ）は， そ れ ぞ れ，

量は，それぞれ無洗浄区の 20 ％および 50 ％程度であっ2009 年は 8 月 12 日，8 月 18 日および 8 月 21 〜 25 日，

た．化学洗浄で発生した処理水中の Mg および K は，2010 年 は 8 月 3 日，8 月 17 日 お よ び 8 月 31 日，2011

それぞれ 15. 0 mg L‒1 および 85. 3 mg L‒1 であり，洗浄年は 8 月 5 日，8 月 16 日および 8 月 31 日とした．各試に用いた用水中の Mg，K 含量のそれぞれ 3. 2 倍と 107

験区を 2 区画に分けて収穫した後，イボや曲がりのない倍であった（Nagai et al., 2012）．これは，化学洗浄あオクラ果実を選別し，1 区画あたり 10 本を分析用とした．

るいは水洗浄により，Mg および K が土壌から抽出され着果数は，各試験区の 10 株，20 本を対象とし，着果たものと考えられる．洗浄区の交換性 K は 3 年目の栽開始時期から 9 月中下旬までに着果した果実数をカウン培後までに無洗浄区と同等以上となっていたことから，トした．3 カ年における着果数の調査期間は，それぞれ，

通常施肥で経年的に改善すると考えられた．一方，交換2009 年 は，8 月 12 日 〜 9 月 24 日，2010 年 は 8 月 3 日

性 Mg は 3 カ年を通して改善がみられなかった．Mg の〜 9 月 14 日，2011 年は 8 月 3 日〜 9 月 12 日とした．

修復には堆肥や苦土資材等の土壌改良資材の施用が有効

2. 3. 5 オクラ果実中の Cd 含量であると考えられ，今後，資材施用による交換性塩基類

収穫したオクラ果実 10 本の可食部を約 0. 5 cm 幅で切の改善効果について検証する必要がある．

り，混合し，70 ℃で通風乾燥した．なお，オクラ果実

一方，2009 年栽培前の無洗浄区および洗浄区の酸可は土壌等による汚れがみられなかったため洗浄は省略

溶態 Cd 含量はそれぞれ，0. 56 mg kg‒1 および 0. 22 mg

し，そのまま供試した．乾燥後，高速振動試料粉砕機（TI ‒ 100, HEIKO, Japan）で微粉砕処理し，供試試料とkg‒1 と洗浄区で大幅に低減しており（洗浄区は無洗浄区した．試料の 1 g を用いて，硝酸 ‒ 過塩素酸分解（Makino

目栽培前の洗浄区の交換態および弱酸可溶態 Cd 含量もet al., 2007）した．作物体の分解は，2 反復で行った．
分解液中の Cd は ICP ‒ OES で分析した．

また，無洗浄区に比べて低くなっていた．洗浄区の酸可の 0. 39 倍），化学洗浄の効果が顕著に認められた．初年

溶態 Cd 含量は，栽培 2 年目，3 年目の栽培後においても，それぞれ無洗浄区の 0. 49 倍および 0. 41 倍となっており，

3. 結果と考察

化学洗浄効果の持続性が示された．一方，栽培 2 年目お3. 1 化学洗浄後の土壌化学性と Cd 含量

よび 3 年目の交換態および弱酸可溶態 Cd の値は，洗浄洗浄翌年の 2009 年春（オクラ栽培前）の無洗浄区お区・無洗浄区とも栽培前後で変動したが，これは化成肥

よび洗浄区作土の土性を Table 2 に示す．無洗浄区およ料由来のアンモニア態窒素の硝化や土壌有機物の分解に

び洗浄区の土性はそれぞれ CL および L であった．しかより，土壌 pH が低下および EC が上昇するなどして，しながら，無洗浄区および洗浄区の粒径組成の違いは，

土壌 Cd の可溶性が変化した（Akahane et al., 2010）こ砂，シルト，粘土画分とも誤差の範囲内であり，洗浄にとに起因するものと考えられる．

Table 2 供試作土の土性（2009 年，栽培前）．
Soil textural composition of in the unwashed and washed plots（before cultivation, 2009）．

試験区

粒径組成 *（％）

土性

砂

シルト

粘土

無洗浄

51. 6 ± 1. 5

33. 1 ± 1. 0

15. 3 ± 2. 2

CL洗浄

51. 9 ± 1. 6

33. 6 ± 1. 1

14. 6 ± 2. 5

L

* ピペット法（土壌物理性測定法委員会，1972）で分析
平均 ± 標準偏差（n= 4）

5.53 ± 0.31bcde

洗浄5.44 ± 0.27cde

5.20 ± 0.11e

洗浄

6.03 ± 0.50ab

洗浄

無洗浄

6.00 ± 0.28abc

無洗浄5.62 ± 0.30bcde

5.36 ± 0.20de

洗浄

6.04 ± 0.23ab

洗浄

無洗浄

6.26 ± 0.27a

無洗浄

33. 2 ± 8. 5b

21. 0 ± 4. 8bcd

6. 2 ± 1. 1d

8. 2 ± 2. 5d

55. 5 ± 3. 1a

49. 7 ± 8. 2a

6. 8 ± 4. 1d

6. 7 ± 2. 6d

12. 7 ± 1. 1abc

12. 8 ± 0. 6ab

12. 1 ± 0. 6bcd

12. 5 ± 0. 5bcd

10. 4 ± 0. 6e

11. 3 ± 0. 4cde

11. 0 ± 0. 8ed

11. 1 ± 0. 5ed

12. 1 ± 0. 8bcd

13. 3 ± 0. 4ab

13. 2 ± 0. 9ab

7. 95 ± 1. 65ab

6. 55 ± 1. 16ab

7. 02 ± 0. 49ab

7. 09 ± 1. 11ab

6. 89 ± 1. 06ab

6. 68 ± 1. 34ab

6. 19 ± 3. 71ab

5. 43 ± 1. 93b

7. 22 ± 1. 66ab

8. 12 ± 0. 77ab

9. 12 ± 1. 67a

4. 72 ± 0. 24bCa

0. 11 ± 0. 02b
0. 16 ± 0. 03ab

0. 42 ± 0. 04d

0. 30 ± 0. 07a

0. 25 ± 0. 03ab

0. 21 ± 0. 02ab

0. 17 ± 0. 03ab

0. 21 ± 0. 13ab

0. 31 ± 0. 13a

0. 18 ± 0. 03ab

0. 28 ± 0. 10ab

0. 16 ± 0. 02ab

0. 33 ± 0. 11aK

1. 02 ± 0. 07c

0. 37 ± 0. 06d

1. 06 ± 0. 06c

0. 49 ± 0. 06d

1. 32 ± 0. 16b

0. 29 ± 0. 09d

1. 05 ± 0. 10c

0. 28 ± 0. 03d

1. 56 ± 0. 24a

0. 34 ± 0. 02d

1. 69 ± 0. 10a

Mg

交換性カチオン（cmolc kg‒1）† , ††および †††は，それぞれ 1 M 硝酸アンモニウム , 0.01 M HCl および 0.1 M HCl で抽出した .
平均±標準偏差（*n= 8, **n= 10, それ以外 n= 4）
異なるアルファベット間に 5 ％水準で有意差あり（R・E・G・W の Q）．

栽培後

栽培前

3 年目（2011）

栽培後

栽培前

18. 0 ± 8. 7cd

31. 8 ± 21. 3bc

16. 3 ± 5. 4d

5.92 ± 0.37abcd

無洗浄6.33 ± 0.24a

洗浄 **14. 1 ± 0. 5a（cmolc kg‒1）（mS m‒1）

8. 7 ± 1. 5d

CEC

EC

無洗浄 * 5.62 ± 0.09bcde

2 年目（2010）

栽培後

栽培前

1 年目（2009）

畑作年数（年） pH
試験区
（H2O）

Table 3 供試作土の化学性．
Chemical properties of the unwashed and washed soils.

0. 01 ± 0. 00cd

0. 02 ± 0. 01a

0. 01 ± 0. 00ed

0. 01 ± 0. 00cd

0. 01 ± 0. 01cd

0. 02 ± 0. 01ab

0. 01 ± 0. 00de

0. 02 ± 0. 00abc

0. 01 ± 0. 01cde

0. 02 ± 0. 00a

0. 00 ± 0. 00e

0. 01 ± 0. 00bcd

交換態†

Cd（mg kg‒1）

0. 19 ± 0. 01d
0. 44 ± 0. 01c
0. 18 ± 0. 02d

0. 11 ± 0. 03ab
0. 05 ± 0. 03cde

0. 24 ± 0. 02d
0. 49 ± 0. 01bc

0. 49 ± 0. 02bc
0. 08 ± 0. 03cde

0. 04 ± 0. 00de

0. 20 ± 0. 01d
0. 10 ± 0. 04ab

0. 05 ± 0. 02cde

0. 47 ± 0. 06c

0. 05 ± 0. 02cde

0. 05 ± 0. 03cde

0. 19 ± 0. 01d

0. 08 ± 0. 04bcd

0. 10 ± 0. 02abc

0. 22 ± 0. 01d
0. 52 ± 0. 04ab

0. 03 ± 0. 02e

0. 56 ± 0. 03a

酸可溶態†††

0. 14 ± 0. 01a

弱酸可溶態††

論文：塩化鉄（III）を用いたオンサイト化学洗浄によるカドミウム汚染土壌の修復
59

土壌の物理性 第 123 号（2013）60

3. 2 土壌物理性の変化と作物生育への影響に採取した洗浄区作土の一軸圧縮強度は，126（± 28）

2009 〜 2011 年における，無洗浄区および洗浄区で砕kPa と無洗浄区の約 2 倍の値を示し，化学洗浄による作

土後の土塊径分布を Fig. 1 に，また Table 4 には 2009

土の砕土性悪化を裏付けた．水田土壌は代かきにより作

年耕起前の土壌物理性を示す．栽培初年目（2009）の無土が泥状化し，乾燥すると大きなブロック状の角塊状構洗浄区では土塊の約 78 ％が直径 0. 5 cm 以下であったの造ができやすい．このため，転換畑は粒状構造が発達しに対し，洗浄区では，1−2 cm 以上の粗い土塊の割合がた普通畑に比べ一般的に砕土性が低く，径の大きな土塊

高く，0. 5 cm 以下の土塊は約 57 ％に留まった．耕起前の割合が多い（金田，2000）．化学洗浄処理では複数回にわたって強度の代かきを行うため，作土の構造は強く破壊されたと考えられる．このため，洗浄翌年の作土の砕土性が悪化したものと推察される．
Fig. 2，Fig. 3 および Fig. 4 には，それぞれ 2009 〜
2011 年の無洗浄区および洗浄区における出芽率，草丈
および着果数の調査結果を示す．初年目（2009 年）の無洗浄区の出芽率は 40 ％程度であった．これは，2009 年
は播種後 20 日までにほとんど降雨がなく（気象庁），作
土が乾燥していたためと考えられる．一方，2 年目（2010年）は播種後 20 日までに降雨が数回あった（気象庁）．
また，3 年目（2011 年）においては播種直後から降雨があった（気象庁）ため，3 カ年で最も出芽が早く，出芽Fig. 1 無洗浄区および洗浄区の土塊径分布（2009 〜 2011 年）．
エラーバーは標準偏差（ = 2）．
Clod size distribution of the tilled soils in the unwashed andwashed plots（2009−2011）．Error bars indicate the standard
deviations（ = 2）．

率も高くなったと考えられた．2009 年の草丈は 2010，2011 年に比べて初期生育が遅く，また，変動が大きくなった．これは，出芽の遅れとバラツキに起因するものと考えられる．

Table 4 無洗浄区，洗浄区作土の耕起前の土壌物理性（2009 年）．
Physical properties of the unwashed and washed soils before tillage（2009）
．

試験区

かさ密度

含水比
‒3

一軸圧縮強度‒1（Mg m ）

（kg kg ）

（kPa）

無洗浄 *

1. 04 ± 0. 03

0. 36 ± 0. 01

59 ± 18

洗浄 **1. 07 ± 0. 05

0. 44 ± 0. 031

26 ± 28

平均 ±標準偏差（*: n= 4，**： n=5）

Fig. 2 無洗浄区および洗浄区におけるオクラ出芽率（2009 〜
2011 年）．エラーバーは標準偏差（ = 2）．
Emergence of okra in the unwashed and washed plots（2009−2011）．Error bars indicate the standard deviations（ = 2）．

Fig. 3 無洗浄区および洗浄区におけるオクラ草丈（2009 〜
2011 年）．エラーバーは標準偏差（ = 20）．* および ** はそれぞれ同年度における同時期の無洗浄区に対して 5 ％および 1 ％水準で有意差があることを示す（t 検定， = 20）．
Plant length of okra in the unwashed and washed plots（2009−2011）．Error bars indicate the standard deviations（ =20）．* and **: signiﬁcant at the 0. 05 and 0.01 probability levels,
respectively（ test, = 20）．**

論文：塩化鉄（III）を用いたオンサイト化学洗浄によるカドミウム汚染土壌の修復

61

2009 年の洗浄区の出芽率は，無洗浄区に比べ低い傾

た．化学洗浄によるオクラの Cd 吸収抑制効果は少なく向がみられた．2009 年の洗浄区の草丈は無洗浄区より

とも，3 年目まで継続的に認められたことから，本法はも低くなった．一方，洗浄区の着果数については差がみ

オクラの Cd 吸収抑制に対し有効な技術であると考えらられなかった．2 年目以降は洗浄区の砕土性が著しく改れる．

善し，洗浄区と無洗浄区の間の土塊径分布の違いが小さ

しかしながら，洗浄区のオクラ果実中 Cd 含量は一部

くなり，2 年目ではそれぞれ砕土後の土塊の約 85 ％おを除き，Codex 基準値（0. 05 mg kg‒1）を下回ることはよび 91 ％が直径 0. 5 cm 以下となった．一般的に畑転換なかった．塩化鉄（Ⅲ）を用いた化学洗浄の複数回実施

後の年数経過と畑地化が進むことで砕土性が良くなるこや塩化鉄濃度の上昇などにより，土壌の Cd 除去を改善とが知られている（久津那，1979）が，洗浄区においてさせる必要がある．一方，畑土壌においては，施肥窒素も同様の砕土性の改善が現れたものと考えられる．また，等の硝化にともなう pH の低下および EC の上昇により調査圃場作土の土性は比較的粗粒質であるため，砕土性

水溶性 Cd 含量が増加することが知られている（Akahaneの経年的な改善が現れやすかったと考えられる．出芽率

et al. , 2010）．本試験では耕起後に炭カルで pH 矯正（目は 2 年目から改善傾向がみられ，3 年目には差がみられ

標 pH 6. 5）をしたにも関わらず，栽培後の無洗浄区・洗なかった．また，2 年目以降の草丈および着果数につい浄区の作土 pH は 6 よりも低く，また，EC も栽培前にては，洗浄区と無洗浄区の間に違いが認められなかった．

比べて高かった（Table 3）．畑作物においては，緩効性

これらは，Mg を除く主要なカチオンの経年的な改善

肥料の施用などにより，硝化による pH 低下や EC 上昇（Table 3）が少なからず影響しているものと考えられた．

を抑制し，作物体の Cd 吸収リスクを回避するような施

また，畑作物の出芽率は作土の土塊径分布の影響を受け

肥体系の構築が重要である．特に，オクラのような Cd

ることが知られており（久津那ら，1967），洗浄区におけ基準値が低い作目では，Codex 基準値をクリアするたる出芽率の低下は，砕土性の悪化に影響されたものと推めに，土壌の Cd 汚染状況に応じて，化学洗浄のような察された．畑作物の初期生育および収量を確保するには，Cd 浄化技術と施肥管理による土壌 Cd 可溶化抑制技術

安定した出芽が必須であると考えられ，出芽数を多く得を組み合わせる必要があると考えられる．

るためには，砕土率（土塊径が 2 cm 以下の割合）を如何にして高めるかが重要となる．本研究の調査圃場では洗

４. まとめ

浄後の砕土性の経年的な改善傾向が見られたが，砕土性

塩化鉄（Ⅲ）を用いたオンサイト化学洗浄による土壌改善の難易は作土の土性により異なると考えられる．よ物理性や作物生育への影響は，栽培 1 年目において顕著

り細粒質の圃場で，洗浄による砕土性の悪化がどの程度にみられたが，2 年目以降は改善傾向がみられた．土壌みられるか，砕土性は経年的に改善されるかを調査し，化学性については，洗浄区でカチオンバランスの悪化が土壌物理性改善のための方策を検討する必要がある．

みられ，土壌改良資材等の施用による改良が必要である

3. 3 オクラ果実中の Cd 含量と考えられた．一方，洗浄区の土壌およびオクラ果実中2009 〜 2011 年における無洗浄区および洗浄区のオクの Cd 含量は，初年目から 3 年目まで無洗浄区に比べて

ラ果実中 Cd 含量を Fig. 5 に示す．洗浄区で収穫された大幅に低減しており，化学洗浄の効果の持続性が認めら

オクラ果実中 Cd 含量は，無洗浄区に比べて大幅に低下
した．無洗浄区に対する洗浄区のオクラ果実中 Cd 含量を同じ収穫回において比較した結果，2009 年は 0. 25 〜
0. 48 倍，2010 年は 0. 51 倍，
2011 年は 0. 31 〜 0. 52 倍であっFig. 4 無洗浄区および洗浄区の着果数（2009 〜 2011 年）．エラーバーは標準偏差（ = 20）．ns は同年度の無洗浄区に対して有意差がないことを示す（t 検定， = 20）．
Number of okra fruit settings in the unwashed and washedplots（2009−2011）．Error bars indicate the standard deviations（ = 20）．ns: no signiﬁcant diﬀerence（ test, = 20）．

Fig. 5 無洗浄区および洗浄区のオクラ果実中カドミウム含量（2009 〜 2011 年）エラーバーは標準偏差（ = 4）．** は同年度の無洗浄区に対して 1 ％水準で有意差があることを示す（t 検定， = 12）．
Cadmium contents in okra fruits in the unwashed andwashed plots（2009−2011）．Error bars indicate the standard
deviations（ = 4）．** : signiﬁcant at the 0. 01 probability level（ test, = 12）．**

土壌の物理性 第 123 号（2013）

62

れた．以上より，塩化鉄（Ⅲ）を用いた本化学洗浄はオ
クラの Cd 吸収リスク軽減に有効な技術であることが明らかになった．

謝辞
本研究にて，オクラ栽培を計画するにあたり，群馬県
西部農業事務所の大野啓氏にご助言いただいた．また，本論文をまとめるにあたり，（独）農業環境技術研究所の谷山一郎氏，前島勇治氏，三輪哲久氏，福岡県農業総合試験場の藤冨慎一氏，ならびに JA 全農肥料農薬部の西尾隆技術主管にご指導いただいた．本研究は，農林水産省「生産流通・加工工程における体系的な危害要因の特性解明とリスク低減技術の開発（ヒ素・カドミ）AC ‒1312」にて実施した．あわせて謝意を表します．

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要63

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旨塩化鉄（Ⅲ）を用いた化学洗浄法は，Cd 汚染農地から Cd を除去し，修復するために開発された技術である．本研究では塩化鉄（Ⅲ）を用いたオンサイト（現場）洗浄を Cd 含量の高い圃場（礫質灰色低地土，0. 1 M HCl 抽出 ‒Cd 含量：0. 56 mg kg‒1，粘土含量：0. 15 kg kg‒1，陽イオン交換容量：13 cmolckg‒1）で実施し，洗浄処理が土壌理化学性とオクラの生育に与える影響を調査した．化学洗浄では強度の代かきを行うため，洗浄翌年の耕起前の土壌の一軸圧縮強度と耕うん後の土塊径分布に好ましくない
影響を与え，砕土性が低下した．オクラの出芽と生育にも負の影響が見られた．しかし，これらの影響は持続的なものではなく，栽培 2 年目と 3 年目には土塊径分布やオクラの生育は洗浄区・無洗浄区の間にほとんど違いがなかった．一方，洗浄区のオクラ果実中 Cd 含量は無洗浄区の 0. 3 〜 0. 5 倍と一貫して低く，化学洗浄による Cd 吸収抑制効果の持続性が認められた．化学洗浄は作土からのマグネシウムとカリウムの損失をもたらしたが，これらは化成肥料や土壌改良資材の施用で矯正可能と考えられる．
以上より，塩化鉄（Ⅲ）を用いた化学洗浄は，Cd 汚染土壌の修復によるオクラの Cd 吸収リスク軽減に有効な技術であることが明らかとなった．
キーワード : 土壌洗浄，カドミウム，土壌修復技術，砕土性，土塊径分布

論文., March 2013, Vol. 123, 65 ‒ 71

Original Paper

土壌の通気メカニズムにおける二領域モデルとパーコレーション理論の関係
深田耕太郎 1・中村公人 2

Relationship between two ‒ region model and percolation theory for mechanisms of air ﬂow in soils
Kotaro FUKADA1 and Kimihito NAKAMURA2

Abstract ： Applying percolation theory to air ﬂow insoil is suggested. A two ‒ region model indicated theapplicability of the theory but the model ‒ theory relationship is not clear. We have therefore tried to settle
this issue so as to explain air ﬂows in soils from thestandpoint of air phase continuity. For experimental
input, Tottori Dune sand was used to obtain a suitablemeasure of air content and air conductivity. Dividing
the air content into two regions based on the boundary where the continuous air content equals the total
air content, we invoked a power law to develop a relationship between continuous air content and air conductivity. We found that each region developed diﬀerent values for the power index, indicating different
airﬂow mechanisms. Near the critical point, the powerindex was 2.12 ± 0.40, which agrees with percolation
theory. However, the power index also featured a component of 1.72 ± 0.15, more related to air connectivity.
KeyWords ： acoustic measurement, critical point,
power law, air conductivity, continuity

1. はじめに

〜（ −

）2

（1）

である．ここで， は通気係数（cm s‒1）， は全気相率（%）， は通気性の生じる気相率（%）である．また，〜は 比 例 関 係 を 表 す． 式（1）は， べ き 乗 則， あ る い はArchie の法則（Archie, 1942；Hunt, 2004b；Hamamoto
et al., 2011）とも呼ばれる．Wyllie（1962）のモデルは式（1）で指数を 3 に変えたものである．他に，Brooks andCorey ‒ Burdine の モ デ ル（Brooks and Corey, 1966；
Burdine, 1953）は， =
〜

2

−

として，

（2＋λ）/λ[ 1−（1− ）]と書ける． 㲓（2）のとき， 㲓 0 より大括弧内の二項目を展開できて，
〜

2

〜

3

〜（

[ 1−（1−｛（2＋λ）/λ｝）]
−

）3

（3）

地球温暖化への関心が高まり，その原因とされる温室効果ガスの，土壌中における挙動が注目されている．通が近似的に成り立つ．つまり，式（2）は気相率の小さ

気係数とガス拡散係数は，ガスの挙動を記述するパラい範囲で Wyllie（1962）のモデルと一致し，気相率のメータである．そして，これらと気相率の関係は間隙の大きい範囲で同モデルから離れる．このことから，べき構造や土性を反映する．特に通気係数は，拡散係数に比乗則が気相率の小さい範囲ですべてのモデルに共通してべて気相の連続性，すなわち，気相が土壌中の二地点をいることが分かる．

つなぐことの影響を強く受ける（Moldrup et al., 2003）．

上記のモデルでは，気相率全体を一つのモデルで表し

そのため，気相の連続性という視点で土壌の通気メカニている．しかし Moldrup et al.（2003）は，実験で得たズムを理解することは重要である．

気相率と通気係数の関係から，気相率を二つの範囲に分

Demond and Roberts（1993），Dury et al.（1999）はけることで，両者の関係がより明確になると指摘した．

既 往 の 通 気 係 数 の モ デ ル を ま と め て い る． 例 え ば，

このような考えは二領域モデルと呼ばれる．Hamamoto

Pirson（1958）のモデルは，

et al.（2011）は，同様の実験結果に対して二領域モデルを適用し，有効性を示している．

1

Faculty of life and environmental science, Shimane University,
Nishikawatsu ‒ cho, Matsue city, Shimane prefecture, 690 ‒ 8504,
Japan. Corresponding author：深田耕太郎，1 島根大学生物資源科
学部
2
Graduate school of agriculture, Kyoto University, Kitashirakawa
Oiwake ‒ cho, Sakyo ward, Kyoto prefecture, 606 ‒ 8502, Japan.
2012 年 6 月 27 日受稿，2012 年 11 月 19 日受理
土壌の物理性 123 号，65 ‒ 71（2013）

一方，Hunt（2005）は，土壌の気相率と通気係数の関係がパーコレーション理論の予測とある程度一致することを示した．パーコレーション理論は，臨界現象と呼ばれる一連の物理現象を，連続性という視点から説明するものである．その適用例の一つに，通気係数と気相率の関係に対する指数 2 のべき乗則がある（2 章参照）．

66

土壌の物理性 第 123 号（2013）

ただしこの関係は，通気性が発現する気相率の近傍，つ2. パーコレーション理論

まり臨界点の近傍で適用されるもので，気相率全体にわたって適用されるとは限らない．

パーコレーション理論は，ランダムに配置された要素

以上をまとめると，土壌物理学で独自に発展した通気

間のつながりによって系全体のふるまいを記述する確率係数のモデルや二領域モデルはいずれも，一つのべき乗理論である．濃度が低いと要素はばらばらに散っている

則が成り立つ気相率の範囲は全範囲の一部であることをが，濃度の上昇により，各要素は連続するようになる．

示している．そして，パーコレーション理論の観点から

そして，濃度がある臨界点を超えたとき，要素のつなが見ると，その一部の気相率範囲が臨界現象として理解でりは系全体に広がることになる．このイメージが，臨界きる領域にあたると考えられる．パーコレーション理論

現象と呼ばれる一連の自然現象を定性的に説明する．そを利用することで，二領域モデルに物理的な意味を与え，の例は，相変化（Stauﬀer and Aharony, 1994），導体と土壌の通気メカニズムを連続性という視点から説明でき

絶 縁 体 の 混 合 物 に お け る 電 気 伝 導 の 発 現（Last andる可能性がある．しかし，二領域モデルとパーコレーショ

Thouless, 1971；Kirkpatrick, 1973），氷中における水のン理論の関係は議論されたことがない．

流れの発現（Golden et al., 1998），土壌中における空気

パーコレーション理論は，臨界点に近づく場合の系のの流れの発現（Hunt, 2004b；2005）などである．これふるまいに注目するため，適用範囲を指定するものではらの現象に共通するのは，濃度，温度，気相率などがあない．ところが，上記のように，臨界点の近傍が気相率る臨界点を超えると，水が氷る，不導体が導体になるとの範囲の一部と考えられる場合には，具体的な適用範囲

いうように，系全体の性質が変わるというものである．

が問題となる．そこで，本論文における臨界点近傍を，

臨界点近傍では，系全体に広がる連続した要素の集合

通気性が発現してからすべての気相が連続するまでの気（浸透クラスター）の他に，大小さまざまなクラスター

相率範囲と定義する．パーコレーション理論より，このが存在する．これは，試料の両端を連続する気相，試料範囲では一つのべき乗則が成り立つことが予想される．

内で途切れる気相，そして封入空気が存在することに対本研究では，この範囲の特定を目的の一つとする．

応する．したがって，ここでは，気相の一部しか流れに臨界点は，通気性と気相率の関係などに関数を当ては寄与しないような状況を考えている．

めたときのフィッティングパラメータとして扱われるこ

パーコレーション理論の特徴は，べき乗則と臨界指数とが多い．この方法で求められたものの中で，土壌中のの普遍性にある．例えば，土壌の通気性に関して以下の溶質の拡散に関する臨界点については，土壌の表面積式が成り立つ．

（Moldrup et al., 2001）や，粘土と有機物量（Moldrup〜（

et al., 2007）と関係があることが分かっている．一方，

−

）

（4）

Stonestrom and Rubin（1989b）は，Oakley Sand の通気性が発現，または消失する臨界点を通気試験から求め，

ここで， は物質の移動度に関する臨界指数（無次元）

全 気 相 率 1 〜 16% の 範 囲 に あ る と 報 告 し た． ま た，で あ る． の 値 は 理 論 的 に 1 ≤ ≤ 2 で あ り（Golden,

Stonestrom and Rubin（1989a）は，連続気相率の測定

1990；1997），数値シミュレーションの結果（Gingold

によって，封入空気の存在する全気相率を最大 17 ％程and Lobb, 1990; Berkowitz and Balberg, 1992；Clerc et度と報告している．したがって，この場合の臨界点近傍

al., 2000）と合わせて，3 次元格子の場合，正確に 2 とは全気相率 1 〜 17 % となる．

考えられている． は要素を配置するための格子の種類

音響法は，大気と連続した気相の量や通気性を評価すによるが， = 2 は格子によらない．これを土壌の通気性る方法である（深田ら，2010）．その測定対象に封入空に置き換えてみると，臨界点近傍では， = 2 のべき乗則

気が含まれないため，連続気相率は重量法による全気相は土性によらず普遍的なもので，土性の違いは率と必ずしも一致しない．しかし，両者が一致すれば封に現れるということになる．Moldrup et al.（2003）は入空気がないことが分かる．したがって，上記の定義に土性の異なる複数の試料を用いておける臨界点近傍は，音響法と重量法の結果が一致しな証し，土性によらず = 2 が妥当であることを示した．

い全気相率範囲として求めることができる．また，気相0 ならば，この結果はパーコレーション理論の実験率と通気性の関係に，一つのべき乗則が成り立つというによる検証である．また，Archie（1942），Hamamoto

性質を利用するために，音響法による連続気相率と通気et al.（2010）は，砂質土の電気伝導度と溶液の体積割合性の関係を調べることも，臨界点近傍の特定に有効と考が =2 のべき乗則にしたがうことを示している．

〜の値の適合性を検えられる．以上より本研究では，音響法の測定結果をもクラスターの構造を表すパラメータの一つに，相関距とに臨界点近傍を推定し，二領域モデルの一部がパーコ

離がある．これは，平均的なクラスターの差し渡しの長

レーション理論の適用範囲であることを明らかにするこさといわれる．例えば，臨界点では浸透クラスター内のと，および，土壌の通気メカニズムを連続性の視点から要素を一つ取り除くと，系全体に広がる連続性が切れて説明することを目的とする．

しまう．したがって，相関距離は系の大きさとなる．このように，相関距離は連続性の影響が及ぶ長さの目安を与える．

論文：土壌の通気メカニズムにおける二領域モデルとパーコレーション理論の関係
パーコレーション理論では，移動度や相関距離の他に

67

最後に試料を炉乾燥し，全気相率 （%）を求めた．
を求め， = を基準にを二領域にも複数のパラメータを扱う．そして，それぞれのパラメーとタに臨界指数が存在し，それらの間にある関係式が成り分けた（4. 1 節）．そして， と ， とκの各対数値に立つと考えられている．Hunt and Ewing（2009）は対して線形回帰を行い，べき指数の推定値と 95 % 信頼に関して以下の式を提案した．

区間を求めた．それらを以降の章で 2. 12 ± 0. 40 のようの関係からに表す．また， 全範囲を一領域として同様の計算を行= 2ν +（

ν−ν ）

min

（5）

い，二領域の場合と比較した．

4. 結果と考察

ここで，νは相関距離に関する臨界指数（0. 88）， min
は通気経路のフラクタル次元（1. 37）である．相関距離

4. 1 臨界点近傍の推定は連続性の影響が及ぶ長さであり，その二乗は連続性の影響が及ぶ面積を表す．したがって，その逆数は，連続

Fig. 1 はでとの関係を示したものである． ≤ 23 %≤ ， ≥ 23 % で = となっている．この図は気相性に影響を及ぼす要素の面積密度である．このような考率の増加によって連続気相率が増加し，23 % 以上で気えから，式（5）の 2ν
（= 1. 76）が連続した通気経路の数相全体が連続したことを示している．

に関する臨界指数と解釈できる．そして，残りのν≥ 23 % は気相がすべて連続しているため，明らかにmin−ν（= 0. 33）が経路の屈曲度に関する臨界指数と解釈

臨界点から離れている．また， = 20 % 付近でできる．これらの値を 4. 2 節で用いる．

つきが大きい．これは，臨界点近傍では大小様々の連続のばら以上がパーコレーション理論の枠組みである．本研究

気相のクラスターが形成されることで，連続気相率としでは，その適用が臨界点近傍に限られるという性質を利て 0 から 20 % までのあらゆる値をとる可能性があるた用する．しかし，本研究のアプローチとは別に，パーコめと考えられる．以上より，二領域の境界として = 20

レーション理論の枠組みを拡張することで，臨界点から〜 23 % のどこかに設定するのが妥当と判断した．そこ

離れた領域を含む全領域に対して，移動度を説明する試で本研究では， < 21. 4 %（ < 20 %）を臨界点近傍（試みもある．その場合は，本章で述べた概念全体を特にス

料数 62）とし， > 21. 4 %（ > 20 %）を臨界点から離ケーリングと呼ぶ．二つのアプローチは，異なる通気メれた領域（試料数 52）として区別する．

カニズムが支配的となる二領域を考えるという点で同じ< 21. 4 % におけると の関係は線形性が強い．そである．しかし，本研究では，二領域の境界を実験によっ

こで，Fig. 1 に回帰直線を示した．ただし， > 23 % でて明らかにするのに対し，拡張したパーコレーション理= となることを考慮し， = = 23 % を与えた．結果は，論では二領域の境界も理論によって与えられる．土壌物
理の分野では，水分特性曲線（Hunt, 2004a）や透水係= 2. 1（ − 12. 0）（6）

数 と 体 積 含 水 率 の 関 係（Ghanbarian ‒ Alavijeh andHunt, 2012）に対し，拡張したパーコレーション理論のとなった．

適用が検討されている．

3. 方法
土壌試料として，鳥取砂丘砂を 1 〜 15 % の所定の含水比に調整したものを用いた．これらを内径 5 cm，長さ 2. 5 cm のステンレス製円筒容器に 2，3 回に分けて締固め，表面を整形した．試料数は 114 個，乾燥密度はは 40 〜 42 % である．
深田ら（2010）の方法により，土壌試料の表面音響インピーダンスを測定し，試料表面と連続した気相の体積（％）

1500 〜 1590 kg m‒3，土粒子密度は 2660 kg m‒3，間隙率＝2. 1（ −12. 0）
2＝0. 55割合（連続気相率） （%）を求めた．同様に，表面音響
インピーダンス測定から振動抵抗を求め，ダルシー則によって通気係数の次元に変換し，κ（cm s‒1）とした．次に Grover（1955）の方法により試料に空気を流し，
フラッ
クスと圧力水頭の測定から通気係数 （cm s‒1）を求めた．
κについては，行き止まり（dead end）の気相についても通気しているとみなしてしまうため， よりも高めの値となる可能性がある．このような物理性を用いるのは，との関係や， との比較から，臨界点近傍の特定に利用できると考えられるためである．

（％）
Fig. 1 全気相率 と連続気相率 の関係．
Relationship between total air content and continuous aircontent .

土壌の物理性 第 123 号（2013）

68

4. 2 パーコレーション理論と二領域モデルの適用

一領域における条件付き標準偏差は， < 20 % の場合

Fig. 2 は各領域に対してより若干小さく， > 20 % の場合よりも大きい．これは，との関係を示したものである．Fig. 2（b）は両対数軸による表示である．合わ
せて，べき関数〜を当てはめた結果を示した．当てはめは，一領域の場合と = 20 % を境界とした二領域
および，条件付き標準偏差 log＿の場合でそれぞれ行った．また，指数 ，決定係数log2一領域の場合の回帰直線と測定値の差が> 20 % において大きくなることを示している．
二領域の場合，式（6）を用いると， < 20 % において，，の値を Table 1 にま〜

2. 12 ± 0. 40〜（ −とめた．一領域と二領域の場合を比べてみると，一領域）2. 12 ± 0. 40（7）における指数は二領域における二つの指数の中間的な値で，推定幅は二領域より小さい．また，決定係数は一領である．ここで， ＝12. 0 ％である．また， > 20 %域の方が大きい．これらは，領域が広がることで logにおいては， = であるから，の線形な相関の程度が増したためである．一方，

＜20 ％
＞20 ％

= 7. 21×10−5 2. 89
2= 0. 76（cm s−1）

＜20 ％
＞20 ％

＝6. 59×10−5 2. 81
2＝0. 87

κ= 3. 85×10−4 2. 34
2= 0. 92

κ（cm s−1）と log

κ＝9. 15×10−4 2. 03
2＝0. 95

κ＝1. 55×10−3 1. 72
2＝0. 92＝2. 08 ×10−4 2. 12
2＝0. 73

（％）

（％）

（a）

＜20 ％
＞20 ％

= 7. 21×10−5 2. 89
2= 0. 76＝2. 08 ×10−4 2. 12
2＝0. 73κ（cm s−1）（cm s−1）

＜20 ％
＞20 ％

（a）

κ=3. 85×10−4 2. 34
2= 0. 92

κ＝1. 55×10−3 1. 72
2＝0. 92
κ＝9. 15 ×10−4 2. 03
2＝0. 95＝6. 59×10−5 2. 81
2＝0. 87

（％）

（％）

（b）

（b）

Fig. 2 連続気相率 と通気係数 の関係（a）線形グラフ表示（b）両対数グラフ表示．
Relationship between continuous air content
and air
conductivity （a）linear plot（b）double logarithmic plot.

Fig. 3 連続気相率 と連続気相の通気性κの関係（a）線形グ
ラフ表示（b）両対数グラフ表示．
Relationship between continuous air content
andpermeability for continuous air κ（a）linear plot（b）double
logarithmic plot.

論文：土壌の通気メカニズムにおける二領域モデルとパーコレーション理論の関係

69

＿

log

log

＿

2

＿

＿

＿

＿

Table 1 log と log ，log と log κに対する線形回帰分析． は連続気相率， は通気係数，κは連続気相の通気性， はべき指数， 2 は決定係数， log log と log κ log は条件付き標準偏差．±によって の 95 % 信頼区間を表す．
Linear regression analysis to log -log plots, and log -log κ plots. is continuous
air content, is air conductivity, κis permeability for continuous air, is power index,
2
is determination coeﬃcient, and log log and log κ log is conditional standard deviation. ± stands for 95 % conﬁdence interval for

logκ log

一領域‒（Fig. 2）

‒κ（Fig. 3）〜

2. 89 ± 0. 52〜

2. 89 ± 0. 52

二領域< 20 %{ > 20 %

一領域
二領域< 20 %{ > 20 %2. 81 ± 0. 23

0. 87

0. 37

2. 12 ± 0. 40

0. 73

0. 40

2. 89 ± 0. 52

0. 76

0. 12

2. 03 ± 0. 10

0. 95

0. 15

1. 72 ± 0. 15

0. 92

0. 16

2. 34 ± 0. 21

0. 92

0. 05

続しているため，行き止まりのように通気試験では評価（8）

されない気相も含めて，すべて流れているように評価するからである．したがって，通気性に関する臨界指数をとなる．二領域に分けたにもかかわらず の二つの推定2 とすると，そのうち 1. 72 が連続性の寄与であり，残範囲は一部重なっている．つまり，二つのべき指数からり 0. 28 は行き止まりの効果と考えられる．

は二領域の存在が明らかでない．しかし， = とすると，各領域における指数（1. 72 ± 0. 15 と 2. 34 ± 0. 21）は

2. 12 ± 0. 40 はパーコレーション理論の予測（ = 2）を重ならないため，明らかに含むことから，二領域の境界は妥当と考えられる．

が存在している． < 20 % は気相の連続性の拡大によっ

Fig. 3 はの範囲によって二つの領域とκの関係を示したものである．Fig. 3（b）て 通 気 性 が 増 加 す る 領 域 で あ る． 一 方， > 20 % はは両対数軸による表示である．また，関係する同様の統

Fig. 1 より全気相が連続している領域であり，別の増加

計値を Table 1 にまとめた．一領域と二領域の統計値のメカニズムが働くと考えられる．実際の土壌に近いイ

傾向はの関係で得たものと同様である．Fig. 3 とメージでは，全気相が連続した後も，気相率の増加にとFig. 2 を比べてみると，Fig. 3 の方がばらつきが小さい．

もない，水分を保持していた微細な間隙が通気経路とな

それは Table 1 において決定係数が高く，条件付き標準ることで通気性が増すといった状況が考えられる．それ偏差が小さいことに表れている．これから， はとよりを，より単純な円管束モデルで考えてみる．円管束の通もκをよく説明するといえる．これは， とκの両方が気性が増すには，円管の数が増えるか断面積が増えるか

音響測定で得られたものであり，測定対象が同一なためしなければならない．例えば，一本の経路を 2 本にしたである．べき関数κ〜を当てはめた結果， < 20 %場合と径を2 倍にした場合では，どちらもは 2 倍にで = 1. 72 ± 0. 15， > 20 % で = 2. 34 ± 0. 21 となった．

なる．しかしフラックスは径の 4 乗に比例して増加する

したがって式（6）より， < 20 % において，

ため，κは前者の場合 2 倍になるが，後者では 4 倍になる．したがって，べき指数は前者が 1 に対して後者は 2

κ〜

1. 72 ± 0. 15〜（ −となる．このような簡単なモデルからべき指数の変化を
1. 72 ± 0. 15）（9）

説明できる．しかし，実験から得られたべき指数の差は2. 34 − 1. 72 = 0. 62 であり，円管モデルの場合の差 2 −である．また， > 20 % において，

1 = 1 より小さい．これは，気相の増加分が一部，行き止まりの解消に消費されているためと考えられる．以上κ〜

2. 34 ± 0. 21〜

2. 34 ± 0. 21

から，通気係数の増加メカニズムに対して，気相率の増（10）加に伴い，気相が連続し，通気経路の数を増やすことでとなる．1. 72 ± 0. 15 は 2 より小さく，気相の連続性の止まりの解消と径の拡大によって通気性を増す（ >通気性を増し（ < 20 %），すべてが連続した後，行き
寄 与 と さ れ る 1. 76（Hunt and Ewing（2009），第 2 章20 %）というイメージを考えることができる． > 20 %参照）に近い． < 20 % におけるκの指数が連続性ににおけるべき指数は，この領域がパーコレーション理論

よる寄与とする解釈は妥当と考えられる．なぜなら音響の適用から外れると考えられるため，土性によって異な測定の対象とする気相は，試料の片面を通して大気と連る値を示す可能性がある．

土壌の物理性 第 123 号（2013）70

最後に， とκの比較から二領域の違いを考察する（Fig. 4）．図からは， < 20 % においてκ / の最大値

うなアプローチの仕方はこれまでになく，新しい視点といえる．

が大きくなる傾向がみられる．深田ら（2010）より，κ

5. 結論には，音響インピーダンスの測定精度に起因する 3 倍程
度の測定誤差がある．そして， は連続気相の一部が行

鳥取砂丘砂の通気係数と連続気相率の関係は，連続気

き止まりによって通気に寄与しないことで，κよりも小相率の範囲によって二つの領域に分けられ，それぞれはさくなる可能性がある（3 章参照）
．これらを考慮すると，異なるべき関数で表される．領域の境界はおよそ連続気

Fig. 4 は Figs. 1 〜 3 と同様，気相率の増加とともに，相率が 20 % の所で，それより小さい領域はパーコレー

気相が連続し，行き止まりの影響が無くなったことを示

ション理論の適用が可能な臨界点近傍であり，指数 2 のす図と見ることができる． < 20 % のように，連続気べき乗則が成り立つ．もう一つの領域は連続した気相が相がどこかで途切れるような領域では，同じ連続気相率径の拡大によって通気性を増す領域と考えられる．指数でも試料が短いほど= κとなる可能性が高く，長いほ

2 のうち，およそ 1. 72 が気相の連続性によって生じるが小さくなる可能性が高いと考えられる．このよう通気性を表し，残り 0. 28 が，気相の行き止まりの効果

どな通気係数と試料長さの関係を調べた研究は少ない．しかし，ある二地点間の通気性を，それより短い試料の通気性で評価するような場合に興味ある課題となる可能性がある．
本研究では，土壌の通気性を連続気相率の範囲によって二領域に分けることで，異なるべき乗則が成り立つことを示した．その一つはパーコレーション理論の予測とある程度一致した．したがって，臨界点近傍と臨界点から離れた領域の存在が明らかとなった．砂丘砂の場合，二領域の存在は明確である．しかし，臨界点が土性に依存する可能性（Moldrup et al., 2001；2007）を考えると，臨界点近傍を表す気相率範囲も土性に依存する可能性は高い．したがって，様々な土壌の臨界点近傍を特定し，粒度分布や水分特性曲線に関するパラメータとの関係を調べることは，土壌の気相構造を理解するのに役立つと考えられる．また本研究では，音響法で得られる通気性
パラメータκによって臨界指数 1. 72 が得られ，これがHunt and Ewing（2009）の関係式を裏付けた．土壌の通気性とパーコレーション理論との関連においてこのよκ（cm s−1）

＜20 ％
＞20 ％

（cm s−1）
Fig. 4 通気係数 と連続気相の通気性κの関係．
Relationship between air conductivity and permeability forcontinuous air κ．

を表すと考えられる．

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旨

土壌の通気性に関して，パーコレーション理論の適用可能性が指摘されている．また，二領域モデルはパーコレーション理論の適用範囲の存在を示唆するものと考えられる．しかし，両者の関係は明らかになっていない．そこで本研究では，二領域モデルとパーコレーション理論の関係を明らかにし，連続性の視点から通気性を説明することを目的とした．鳥取砂丘砂を用いて気相率と通気係数を測定し，連続気相率が全気相率と等しくなる点を境に二領域を設け，通気係数と連続気相率の関係にべき乗則を当てはめた．その結果，各領域で異なるべき指数が得られ，それぞれで異なる通気メカニズムが働くことが示された．また，臨界点近傍における指数の値は 2.12 ± 0.40 となり，パーコレーション理論による値とおよそ一致した．その指数のうち，連続性による寄与が 1.72 ± 0.15 であることが明らかとなった．
キーワード ： 音響測定，臨界点，べき乗則，通気係数，連続性

論文., March 2013, Vol. 123, 73 ‒ 79

Original Paper

NAPL 吸収多孔体径が Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）に与える影響西脇淳子 1・宮﨑 毅 2・溝口 勝 2

Eﬀects of NAPL entrapped porous material diameters on Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）
Junko NISHIWAKI1, Tsuyoshi MIYAZAKI2 and Masaru MIZOGUCHI2

Abstract ： Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）
is a useful tool for quantifying the volume of NonAqueous Phase Liquids（NAPL）present in aquifer.
The volume is estimated by the retardation factor of apartitioning tracer relative to the transport of the nonpartitioning tracer that was determined from the tracer breakthrough curves（BTCs）．However, the equilibrium partitioning would not be completed during
every PITT in the actual ﬁeld, where high saturation
NAPL areas such as free‒phase pools and macro‒scale
entrapment zones are existed. In this study, we madeﬁve laboratory experiments focused on the diametersof NAPL entrapped porous material. Experiments revealed that, the accuracy of estimated NAPL volume
by PITT was not aﬀected by the diameter. In contrast,
the tailings of the BTCs were aﬀected by the diameter.
Tracer diﬀusion distance would be longer in the NAPL
entrapped porous material that has a large diameter,
and therefore, the tailing of the BTCs might become
more prominent.
KeyWords：Partitioning Interwell Traer Test
（PITT），NAPL entrapped porous material diameters,
Trichloroethylene（TCE），laboratory column experiment

1. はじめに
近年，地下水や土壌の汚染による人体へのリスクが問題視され，早急な浄化対策が重要となっている．地下水・た．したがって，今後は現位置での土壌汚染対策がさらに重要性を増すと予測される．それに伴い，簡便な調査手法が必要と考えられる．
Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）は，広範囲の NAPL 汚染状況を現位置で把握することのできる
調 査 手 法 で あ る（ 例 え ば，Jin et al., 1995； 西 脇 ら，
2004，2007）．PITT の原型は，1970 年代の石油工業分
野で用いられた埋蔵石油量の推定手法にさかのぼる．この 手 法 で は， ク ロ マ ト グ ラ ム の 原 理 を 用 い て い る．
NAPL に分配せずに水相のみを移動するトレーサー（非分配トレーサー）と NAPL に分配しながら移動するトレーサー（分配トレーサー）の混合水溶液を同時に地下に流し込み，観測地点における両トレーサーの到達時間差から埋蔵石油量を推定する．現在，この推定手法が，油や有機溶剤などの NAPL 汚染現場に広く適用されてきている（例えば，Nelson and Brusseau, 1996；Annable
et al., 1998；Schubert et al., 2007）．
PITT で得られる各トレーサーの到達時間差から，重要な情報となる NAPL 飽和度が算出される．NAPL

飽和度は土壌中の全間隙のうち，NAPL が占める割合と 定 義 さ れ る． 飽 和 帯 に お け る NAPL 飽 和 度 は，NAPL 量を水と NAPL を足した量で除したものである（= NAPL 量 /（NAPL 量 + 水 量 ）=NAPL 量，は間隙量）．この/；はは，PITT における非分配トレーサーに対する分配トレーサーの遅延から算

土壌汚染物質には，ガソリン，油，および有機溶剤など出される．また，トレーサーの遅延係数の難水溶性溶液（Non‒Aqueous Phase Liquids, NAPL）

は以下の式で与えられる（Jin et al., 1995）
．

と

の関係

や，重金属，硝酸態窒素などのさまざまな化学物質が挙げられる．平成 14 年に土壌汚染対策法が制定され，平成 22 年 4 月 1 日には改正土壌汚染対策法が施行された．

＝1＋
（1−

=
）

（1）

この法律では，土壌の汚染状況を把握するための制度の充実，健康被害防止の措置，汚染土壌の処理の適正化，

ここで， は分配トレーサーの平均滞留時間， は非分および汚染土壌の運搬・搬出に関する規定が盛り込まれはトレーサーの配 ト レ ー サ ー の 平 均 滞 留 時 間，‒
NAPL 水分配係数である．各トレーサーの平均滞留時

1
Ibaraki University, College of Agriculture, 3 ‒ 21 ‒ 1, Chuo, Ami,
Inashiki, Ibaraki, 300 ‒ 0393, Japan. Corresponding author：西脇淳子，1 茨城大学農学部
2
Graduate School of Agricultural and Life Sciences, The University of Tokyo, 1 ‒ 1 ‒ 1 Yayoi, Bunkyo ‒ ku, Tokyo 113 ‒ 8657, Japan.
2012 年 10 月 18 日受稿，2013 年 1 月 8 日受理
土壌の物理性 123 号，73 ‒ 79（2013）

間は，PITT より得られる破過曲線の 1 次モーメント解析で求められる（Jin et al., 1995；Young et al., 1999）．
米国ではこの手法の価値が認められ，1999 年までに 40以上のフィールドに適用されており（Dwarakanath etal., 1999；Meinardus et al., 2002），現在はさらに適用件

土壌の物理性 第 123 号（2013）

74

数は増えている．日本では，使用するトレーサー類の安特定化学物質に指定されている．非分配トレーサーとし全性の面で環境中での拡散が制限されているため，実際の汚染現場での適用はなされていない．しかし，安全性てイソプロピルアルコール（IPA），分配トレーサーとして 4 ‒メチル ‒ 2 ‒ ペンタノール（4M2P）と 5 ‒メチルの高いトレーサー類を使用すること，地中への投入ト‒ 2 ‒ ヘキサノール（5M2H）を用いた．TCE，およびト

レーサーの回収を確実にすることができれば，日本でのレーサー類の物性値は西脇ら（2007）に詳しい．供試土適用も期待できると考えられる．

壌は豊浦砂（真比重 2. 64）である．本実験では，現場

PITT が NAPL 量の推定に有効であるとはいえ，問で土壌間隙中に微粒子状で散在するのではなく，連続体

題点もいくつか指摘される．具体的には，ⅰ）PITT 期として偏在する NAPL プールを模擬した．そのために，間中の NAPL 量の減少，ⅱ）PITT 期間中の NAPL 構

カオリナイト製の多孔質体の間隙中に TCE を吸収させ成成分の変化，ⅲ）土壌中有機物や鉱物によるトレーサー

た NAPL 吸収多孔体を模擬 NAPL プールとした．

の吸着（Jin et al., 1997），ⅳ）不均一な NAPL の存在形

カオリナイト製の多孔質体は，カオリナイトの多孔質態や不適切なトレーサー流速の設定により生じる分配ト

板を砕いたもので，2 mm 以下，2 〜 5 mm，5 〜 15 mm

レーサーの NAPL への非平衡分配などが挙げられる．

の 3 種類の径にふるいを通して分類した（Photo. 1）．

したがって，PITT での NAPL 量の推定精度を向上さ

それぞれの径の多孔質体を TCE 入りのビーカー内に投せるには，こうした問題を解決する必要がある．

入し，真空ポンプで吸引して多孔質体間隙中の空気をPITT で の NAPL 量 推 定 で は（1）式 が 用 い ら れ る．

TCE に置換した．2 mm 以下の NAPL を用いた実験をはバッチ試験で求められる平衡時の分配

No. 2，2 〜 5 mm 径の NAPL を用いて 2 反復で行った係 数 で あ る． し か し， 実 際 の 現 場 で は ト レ ーサーの実 験 を No. 3， お よ び No. 4，5 〜 15 mm 径 の NAPL を

NAPL への分配が平衡に達しないこともあり得る．し用いた実験を No. 5 とする．ここで No. 3 と No. 4 ではそた が っ て， ト レ ー サ ー の NAPL へ の 非 平 衡 分 配 が，れぞれ，実験中の平均フラックスを 0. 009 cm min‒1，おPITT での NAPL 量の推定精度を低下させる恐れがあ

よび 0. 017 cm min‒1 とした．また，比較として非汚染状

る．非平衡分配を引き起こす要因としては，現場の地質態での PITT のモデル実験を行った（No. 1）．実験 No. 1の違い（Meinardus et al., 2002），高トレーサー流速（西では，2 〜 5 mm 径のカオリナイト多孔質体の間隙中に

脇ら，2007），温度，汚染物質の存在位置や形状などのTCE ではなく純水を吸収させた．
トレーサー類の TCE ‒ 水，および豊浦砂 ‒ 水分配係

ここで，不均質性によるトレーサーとの不完全接触などが挙げられる．
西脇ら（2004）は，水で満たしたガラス管内への投入

数は，別途バッチ試験で測定した．IPA，4M2P，および 5M2H の TCE ‒ 水分配係数はそれぞれ 0，6. 51，およ量（mL）の等しい NAPL に対して，NAPL を一か所にび 27. 51 であった．また，各トレーサーの豊浦砂への吸まとめて水中に存在させた場合と 2 分割して存在させた

着は無視できることを確認した．

PITT の実験系を作成し，投入 NAPL の表面積を可視

2. 2 汚染カラムの作成手順化させて計測することで，NAPL の比表面積がトレー

内 径 2 cm， 長 さ 13 cm の polytetraﬂuoroethylene

サーの NAPL への分配現象と関係することを示した．

（PTFE）製の円筒カラムを垂直に設置し，下方からペ

しかし，この実験はモデル性が強く，土壌媒体の存在しリスタポンプで純水を供給しながら豊浦砂を水中充填しない地下水中に NAPL が存在する条件下で行われた．

た．豊浦砂中に NAPL 吸収多孔体がランダムに存在す

Jalbert ら（2003）は，およそ 100 × 160 cm の室内実験るように汚染カラムを作成した．個々の NAPL 吸収多装置を用いて，DNAPL（D は水よりも重いことを表す：

孔体の間は豊浦砂が充填された状態である．また，豊浦

Denser than water） の 比 表 面 積 が 小 さ い た め に
DNAPL ‒ 水相間でのトレーサー交換に律速が生じたと報告した．しかし，PITT での非平衡なトレーサー分配を生じさせるメカニズムに関しては，十分な知見は得られていない．
本研究では，NAPL の高濃度汚染領域（NAPL プール）の大きさが PITT に与える影響を明らかにすることを目的として室内カラム実験を行った．とくに，PITT で得られる破過曲線の形状と NAPL プールのサイズとの関係から，トレーサーの NAPL への分配過程を推察し，PITT に及ぼす影響を調べた．

2. 実験試料と方法
2. 1 供試試料およびトレーサー物質
汚染物質としてトリクロロエチレン（TCE）を用いた．
TCE は発がん性が懸念され，土壌汚染対策法で第二種Photo. 1 トリクロロエチレンを吸収させて模擬 NAPL プールとして使用した 3 種類の径のカオリナイト多孔質体．
Trichloroethylene entrapped kaolinite porous materials
divided into three groups on the basis of their diameters tosimulate a NAPL pool.

論文：NAPL 吸収多孔体径が Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）に与える影響

75

砂の間隙は水で満たして，カラム内は飽和帯を模擬した．

ションコレクターで一定時間ごとに採水し，重量測定に

乾燥密度はおよそ 1. 63 Mg m‒3 とした．実験はドラフト

よりフラックスを算出した．実験は，採水試料中のトレー内に装置を設置して行った．豊浦砂の流出を防ぐためにサーの検出濃度が分析装置の検出限界値以下になるまで

カラムの上下両端にスチールウール，およびステンレス継続した．採水試料は濃度分析まで密閉して冷蔵保存し製のフィルターをストッパーとして封入した．実験装置

た．各実験の投入トレーサー濃度（mg kg‒1；土壌 1 kgの模式図を Fig. 1 に示す．

に対するトレーサー量 mg），投入トレーサー水溶液量2. 3 実験手順（g），TCE 飽和度（−），実験期間を通しての平均的なカラム上端からトレーサー混合水溶液をおよそ 0. 2 ポ

フラックス（cm min‒1），およびそれぞれの実験で用い

ア・ボリューム流した後に，三方コックを切り替えて純

た NAPL 径（mm）を Table 1 に示す．

水を連続供給した．純水への TCE の溶出は無視できるトレーサーの定量分析にはガスクロマトグラフ GC ‒FID（島津 GC ‒ 17A）を用いた．温度プログラム，分析と仮定した．実験中，カラム下端からの排出水をフラク

条件等は西脇ら（2007）と同様である．
2. 4 NAPL 量推定方法
式（1）を変形させた以下の式（2）に実験結果を代入することで NAPL 量を推定する．
−1

＝

ここで，

（2）

＋ −1

は先述の遅延係数であり，式（3）により算

出される．

（3）

＝

，

はそれぞれ，PITT で得られる破過曲線から算出された，分配トレーサー，および非分配トレーサーの平均滞留時間である．具体的には，以下の式であらわされる（Jin et al., 1995； Young et al., 1999）
：
∫∞
0

（

＝

Fig. 1 実験装置模式図．
Schematic diagram of experimental setup for studying
the effects of NAPL entrapped porous material
diameters on tracer transport during PITT.

∫∞
0

・

）

−

（4）

2

添え字 は分配（partitioning）を意味する ，または非分配（non‒partitioning）を意味する− 0）であり， 0 ，

は抽

である．

出井で観測された濃度を無次元化した値（ −）/（0はそれぞれ，バックグラウンドとTable 1 実験名および実験条件．
Summary of laboratory column experiments for studying the eﬀects of NAPL entrapped porous material diameters on
tracer transport during PITT.

投入濃度（mg L‒1）

投入

間隙

TCE

平均

NAPL 吸収

トレーサー

体積

飽和度

フラックス

多孔体径

SN‒real（−） （cm min‒1）（mm）

水溶液量（g） （cm3）

No.

IPA

4M2P

5M2H

1

1516

921

1509

3. 731

28. 680. 00

0. 019

2〜5

2

1434

1348

1554

4. 207

29. 500. 35

0. 020

<2

3

1501

1421

1353

3. 908

27. 890. 43

0. 009

2〜5

4

1476

1436

1484

3. 551

29. 870. 41

0. 017

2〜5

5

1163

1404

1521

4. 284

27. 400. 32

0. 0155 〜 15

土壌の物理性 第 123 号（2013）76

なる地下水中のトレーサーの初期濃度 [ML‒3]，および投わかる．とくに，ピーク点以降の濃度減少部分の傾きに

入トレーサー濃度 [ML‒3]，また差異が確認された．

は抽出井で観測され‒3たトレーサー濃度 [ML ] である．さらに， は時間 [T]，

汚染の有無による破過曲線の形状に関して，非汚染実

はトレーサーの投入時間 [T] である．

験である No. 1 と汚染実験である No. 2 〜 No. 5 を比較す

本研究では，NAPL 量の推定精度，
実験期間中のトレーる．No. 2 〜 No. 5 の実験ではピーク点以降の濃度減少部

サー回収率を議論するため，以下の式を定義する．

分で，非分配トレーサーと比べて分配トレーサーの傾きが緩やかであった．傾きは 4M2P よりも 5M2H で緩や

NAPL 量推定精度＝（5）−かであった．
径の違いによる破過曲線の形状差について，汚染実験である No. 2 〜 No. 5 を比較する．分配トレーサーの濃

トレーサー回収容量

トレーサー回収率＝

トレーサー注入容量（6）

度減少部分の傾きは，NAPL 径の増加とともに緩やかとなった．その傾向はとくに 5M2H で大きかった．
3. 2 トレーサー回収率と NAPL 量推定精度

は実 TCE 飽和度であり，実験カラムの作成時

各実験結果から算出した遅延係数（ ），推定 TCE 飽に投入した TCE 容量から算出した．また NAPL 量推定

和度（ N），NAPL 量推定精度，およびトレーサーの回精度とは，PITT での TCE 量の推定精度を議論するた

収 率 を Table 2 に 示 す． ト レ ー サ ー 回 収 率 は IPA ＞

めに本研究で定義した値で，PITT の精度を示す指標と4M2P ＞ 5M2H の順で減少し，投入量に対して 4M2P

なる．

は最高で 51%，
5M2H は 34% であった．分配トレーサー，

−

3. 結果

とくに 5M2H の回収率が低かった．
NAPL 量推定精度は，分配トレーサーとして 4M2P

3. 1 破過曲線の形状差を用いた場合に最高で 0. 27，5M2H を用いた場合に 0. 24

実験 No. 1 〜 No. 5 で得られた破過曲線を Fig. 2 に示す．

であった．本研究で設定した NAPL 吸収多孔体径の差

縦軸は観測されたトレーサー濃度（C）を初期投入トレー

異では，径と NAPL 量推定精度との関係は認められな

サ ー 濃 度（C 0） で 除 し た ト レ ー サ ー の 相 対 濃 度（C/かった．

C 0）， 横 軸 は ポ ア ･ ボ リ ュ ー ム で あ る． 図 中 に は，
NAPL 吸収多孔体径，および実験中の平均フラックス

4. 考察
4. 1 破過曲線の形状差を示す．
これらのグラフから，汚染の有無，および径の違いに

No. 2 〜 No. 5 で分配トレーサーの濃度減少部分の傾き

より，各トレーサーの破過曲線に形状差が生じることがが 緩 や か で あ っ た． ま た，5M2H で は No. 2，No. 4，

Fig. 2 PITT 中のイソプロピルアルコール（IPA），4 ‒メチル ‒2 ‒ ペンタノール（4M2P），および 5 ‒メチル‒ 2 ‒ ヘキサノール（5M2H）の破過曲線．グラフ上の No. は実験 No. を意味する． dは NAPL 吸収多孔体径（mm）， Flux は実験中の平均的なフラックス（cm min‒1）である．
Breakthrough curves of isopropyl alcohol（IPA），4‒Methyl‒2‒pentanol（4M2P）and 5‒
Methyl‒2‒hexanol（5M2H）during PITT. Each number on the graph shows experimental No.
d is a NAPL entrapped porous material diameter（mm）and Flux is a mean ﬂux（cm min‒1）
during each experiment.

論文：NAPL 吸収多孔体径が Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）に与える影響

77

Table 2 NAPL 吸収多孔体径が PITT に与える影響を調べる実験での各実験結果．
Summary of the results from the experiments for studying the eﬀects of NAPL entrapped porous material diameters
on PITT.

遅延係数（R）

推定飽和度（SN） NAPL 量推定精度

トレーサー回収率

No.

4M2P

5M2H

4M2P

5M2H

4M2P

5M2H

IPA

4M2P

5M2H

1

1. 00

1. 01

0. 00

0. 00

‒

‒

0. 60

0. 29

0. 13

2

1. 18

1. 66

0. 03

0. 02

0. 18

0. 17

0. 78

0. 37

0. 18

3

1. 30

1. 96

0. 04

0. 03

0. 27

0. 20

0. 90

0. 41

0. 19

4

1. 17

1. 66

0. 03

0. 02

0. 16

0. 15

0. 71

0. 36

0. 25

5

1. 32

2. 20

0. 05

0. 04

0. 27

0. 24

0. 80

0. 51

0. 34

No. 5 の順，すなわち NAPL 吸収多孔体径が大きくなる

が早い段階でカラム外へ流出するのと並行して，多孔体

ほど濃度減少部分の傾きが緩やかになった．ここで，内へ分配したトレーサーは NAPL 内部で拡散移動する

NAPL に分配したトレーサーは，NAPL 内部で濃度勾ために再び水相に戻るまでの時間が長くなったことが考配によって拡散移動すると考えられる．したがって，えられる．その結果が破過曲線上に表れており，とくに，

NAPL 吸収多孔体の径が大きくなり内部での拡散距離

多孔体径の大きな場合に分配トレーサーのピーク点は非が増加するにつれ，NAPL 内部に分配したトレーサー

分配トレーサーのピーク点とほぼ同じポア・ボリューム

濃度が均一になるまでの時間，その後水相に再分配されで観測される一方で，テーリングが長くなるという形状

るための時間が長くなる．そのため，緩やかな濃度減少が観察されたと推察される．したがって，（2）式を用いを示したと考えられる．慣例に従い，このような破過曲て NAPL 量を推定すると，NAPL 吸収多孔体との接触

線の非対称性をテーリングと呼ぶ（van Genuchten andが不十分であったトレーサー成分と，NAPL への分配

Wierenga, 1976；Giddings, 1963）．

後に排出された成分の組み合わせとして NAPL 量を推これに関連して，Dai ら（2001）は汚染の浄化後に土定することになり，径と NAPL 量推定精度との間には

壌間隙中に散在する残留 NAPL ではなく，NAPL 高濃

関係が見られなかったと考えられる．また，同一径での度領域を再現するために，広がりをもって存在する実験（No. 3，
No. 4）の比較では，
実験中の平均的なフラッNAPL を模擬した室内実験を行った．彼らは，実験でテー

クスが小さい場合に NAPL 量推定精度が高い結果を示

リングが観測されたことから，NAPL へのトレーサー

した．

分 配 に お い て 拡 散 律 速 が 生 じ た と 推 測 し た． ま た，

現場で不均質に存在する NAPL の影響を除去するこ

Nelson and Brusseau（1996）はフィールドで PITT をとはできないため，実際の汚染現場で PITT を行う際に行った．得られた破過曲線においてテーリングが顕著で，はトレーサーのテーリングが生じる可能性がある．顕著

かつトレーサーの回収が少なかった理由として，NAPL

なテーリングは，PITT の期間を延長させるのみならず，相が厚さを持つためと推測した．本研究で設定した実験

NAPL 量の推定精度を低下させる危険性がある．その系では NAPL が間隙中に散在するのではなく，NAPL

理由は，トレーサーテストを途中で打ち切った場合のトプールとして広がりをもち偏在する汚染状況を模擬してレーサーの回収率の低下，長いテーリングのために分析いるため，観測されたテーリングは，拡散律速された装置の検出限界値を下回った濃度でのトレーサー流出の

NAPL へのトレーサー分配によるものと推察される．

継続（Imhoﬀ and Pirestani, 2004）などである．したがっ4. 2 トレーサー回収率と NAPL 量推定精度て，適切に PITT を利用するためには，低濃度の分析も

NAPL への分配係数の大きな 5M2H の回収率が低かっ

可 能 な 精 度 の よ い 分 析 装 置 の 導 入（Imhoﬀ andたことから，カラムに投入した 5M2H のうちのかなり

Pirestani, 2004）や，データの外挿，さらには投入トレーの割合が NAPL 相に残ったまま流出しなかったことがサー量を増加させるなどの工夫が必要と考えられる．こ

示唆される．実際にすべての分配トレーサーがカラム外

こで，投入トレーサー量に関しては，競合トレーサーにへ流出していれば，破過曲線の重心の位置が時間経過方

よる各トレーサーの分配係数への影響（Imhoﬀ et al.,向，すなわちポア・ボリュームの増加方向へずれるため，

2003）が懸念されるため，トレーサーの組み合わせを考推定される NAPL 量が増大するはずである．したがっ慮する必要がある．

て，分配トレーサーの回収率が低いことが，NAPL 量
推定精度の低さの一要因と考えられる．
本研究では NAPL 吸収多孔体径と NAPL 量推定精度

5. おわりに本研究では，PITT のモデル実験を行い，現場で偏在の間に関係は見られなかった．この原因として，NAPL

する NAPL プールのサイズに着目し，NAPL 吸収多孔

吸収多孔体との接触が十分ではなかった分配トレーサー

体径の違いが PITT，および NAPL へのトレーサーの土壌の物理性 第 123 号（2013）78

分配現象へ与える影響を調べた．その結果，1）本実験における NAPL 吸収多孔体径と PITT による NAPL 量の 推 定 精 度 に は 関 係 は 見 ら れ な か っ た． ま た，2）
NAPL 吸収多孔体径の増加とともに，分配トレーサー，
とくに 5M2H の濃度減少部分の傾きが緩やかになり，3）
その原因として，NAPL 吸収多孔体径が大きな場合に
NAPL 内部での拡散移動距離が長くなり，内部での濃度勾配が一定になるまでの時間，および水相への再分配に必要な時間が増加したことが考えられた．さらに，4）
5M2H が NAPL 相に残留しやすいために，PITT による推定 NAPL 量が低下することが示唆された．このことから，分配係数の大きな分配トレーサーを利用することで NAPL 量を過小評価する危険性はあるが，得られた破過曲線のテーリング形状を調べることで，NAPLの偏在状況がある程度予測できると考えられる．NAPL
が散在する場合にはトレーサーテストを行った全領域を浄化しなければならない．しかし，観測井を増やすなど
して NAPL の偏在領域を特定することができれば浄化コストの節約につながることが期待される．PITT は現位置で行え，もともと存在する井戸などを利用すれば非破壊で行える有効な NAPL 量の推定手法である．しかし，実際の汚染現場では環境条件や地質条件などがさまざまであるため，精度のよい汚染調査を行うには，ボーリング調査など他の調査と組み合わせたクロスチェックが重要である．

謝辞
本研究を行うにあたり，東京大学の西村拓准教授には研究全般において，同大学の技術専門職員である井本博
美氏には実験全般において一方ならぬご指導をいただきました．深く感謝致します．

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論文：NAPL 吸収多孔体径が Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）に与える影響

要旨Partitioning Interwell Tracer Test（PITT） は， 帯 水 層 に 存 在 す る Non‒Aqueous Phase Liquids（NAPL）量を推定するための有効な手法である．NAPL 量は，トレーサーの破過曲線（BTCs）から決定される非分配トレーサーの移動に対する分配トレーサーの遅延係数によって推定される．しかしながら，NAPL が可動性のプール状で存在するような，もしくは汚染が広範囲にわたるような NAPL の高濃度領域がある実際の現場では，すべての PITT において平衡分配が成り立つとは限らない．本研究では，NAPL を吸収させた多孔体の直径に着目して 5 種類の実験を行った．その結果，PITT による
NAPL 量の推定精度はその直径に影響されないことが確認された．一方，BTCs のテーリングは直径に影響されることがわかった．NAPL を吸収した多孔体の直径が大きくなると，トレーサーの多孔体内部での拡散距離が長くなり，それによって BTCs のテーリングが顕著になったと推察された．
キーワード ： Partitioning Interwell Tracer Test（PITT），NAPL 吸収多孔体径，トリクロロエチレン，
カラム実験

79

研究ノート., March 2013, Vol. 123, 81 ‒ 88

81Notes

バイオチャーを混入した土壌の熱伝導率
亀山幸司 1・宮本輝仁 1・塩野隆弘 1
Thermal conductivity of soils amended by sugarcane bagasse-derived biochar
Koji KAMEYAMA1, Teruhito MIYAMOTO1 and Takahiro SHIONO1

Abstract ： Incorporation of biochar, i.e. charcoal produced by the pyrolysis of biomass, into agriculturalsoils affects the physical properties of the soils, andthus may alter moisture and heat conditions in agricultural soils. However, the eﬀects of biochar incorporation on the thermal properties of soils have yet to beinvestigated. Therefore, we investigated the inﬂuenceof biochar incorporation on the thermal conductivity of
Shimajiri Maji soil and Toyoura sand. Sugarcane bagasse, i.e. the residue obtained by pressing sugarcane
stalks to extract juice, was air-dried and heated in abatch-type carbonization furnace at three diﬀerent pyrolysis temperatures（400, 600 and 800 ℃）with a holding time of 2 h. Incorporation of the biochar decreased
the thermal conductivity at a given volumetric watercontent of each soil. It decreased the estimated thermal conductivity of the solid phase and the volumetricsolid content of soils, and increased the porosity ofsoils. Calculation results using the de Vries model suggested that the thermal conductivity of the Shimajiri
Maji soil is aﬀected by decreasing volumetric solid content and increasing porosity regardless of soil watercontent, and by decreasing thermal conductivity of thesolid phase only at higher soil water content. In addition, the calculation results suggested that the thermal
conductivity of the Toyoura sand was mostly influenced by decreases in the volumetric solid content andincreases in porosity, and to a small extent by decreases in the thermal conductivity of the solid phase.
These results showed that the thermal conductivity ofagricultural soils is aﬀected by rates of changes in thethermal conductivity of solid phase, the volumetric solid content and the porosity, when the biochar is incorporated into the soils.
Key Words：biochar, soil thermal conductivity, pyrolysis temperature, solid phase, porosity

1. はじめに「バイオチャー」は有機物（バイオマス）の熱分解生成物のうち土壌改良資材として利用される炭のことをいう（Lehmann and Joseph, 2009）．ここで，熱分解とは，有機化合物などを酸素が存在しない状態で加熱すること
によって行われる化学分解のことであり，主に ① 急速
熱分解（Fast pyrolysis），② ガス化（Gasiﬁcation），③ 炭化（Slow pyrolysis） に 分 類 さ れ る（International
Energy Agency, 2007）．これらの熱分解の方法（時間，温度など）と原料となるバイオマスの組み合わせにより，
異 な っ た 性 質 の バ イ オ チ ャ ー が 得 ら れ る（ 例 え ば，Lehmann and Joseph, 2009；Sohi et al., 2010）．そのため，
バイオチャーを用いる場合，その原料や熱分解方法を明示する必要がある．
バイオチャーを土壌改良資材として用いる利点は，混入によって土壌の保水力，保肥力などが改善され，その改善効果が長期的に持続することが期待できる点である（例えば，Laird, 2008；Lehmann et al., 2006）．これは，
バイオチャーには微生物分解に対する耐性があり（Baldock and Smernik, 2002），土壌中で安定的に存在するためである（例えば，Laird, 2008；Lehmann et al.,2006）．また，バイオチャーは重金属などの有害物質を吸着保持することも報告されている（例えば，Namgay
et al., 2010）．このため，バイオチャーを用いて土壌改良することにより，農産物の生産性や安全性を向上させながら，地中への炭素貯留が達成される可能性がある．
我が国でもバイオチャーを用いて土壌改良する試験が行われている．南西諸島に広く分布する「島尻マージ」にさとうきびバガスから生成したバイオチャーを混入する試験である（例えば，Chen et al., 2010）．対象とされた島尻マージは腐植含量が低く粘土含量が高いため，有
効 水 分 量 が 小 さ い こ と が 知 ら れ て い る（Kubotera,2006）．さとうきびバガス由来のバイオチャーを島尻マー
ジ土壌へ混入することにより，土壌の乾燥密度の減少（間1National Institute for Rural Engineering, National Agriculture
and Food Research Organization（NARO）Kannondai 2 ‒ 1 ‒ 6,
Tsukuba 305 ‒ 8609, Japan.
Corresponding auther：亀山幸司，1（独）農業・食品産業技術総合研究機構農村工学研究所
2012 年 4 月 2 日受稿，2012 年 11 月 26 日受理
土壌の物理性 123 号，81 ‒ 88（2013）

隙率の増加）が生じ，有効水分量が増加することが報告されている（Chen et al., 2010）．
バイオチャーの土壌混入により水分保持特性が変化する際には，乾燥密度，間隙率，および孔隙径分布も同時に変化しているため，その他の物理的特性（比熱，熱伝土壌の物理性 第 123 号（2013）82

導率，ガス拡散係数等）についても同様に変化している

当する．また，土粒子密度は 2. 75 Mg m‒3 であった．

と考えられる．特に土壌の熱環境は，農作物の生育（種

豊浦砂は，豊浦硅石鉱業株式会社から購入したものを子の発芽，根の生育等）や土壌微生物の活動などに大き使用した．豊浦砂の粒度組成は，砂が 97. 5 %，シルト

く 影 響 す る こ と が 知 ら れ て い る（ 例 え ば，Jury andが 1. 0 %，粘土が 1. 5 % であった．また，土粒子密度は 2. 64

Horton, 2004）．しかし，バイオチャーの土壌混入が水分

Mg m‒3 であった．

保持特性以外の物理的特性に及ぼす影響について検討さ実験に供試したバイオチャーは，製糖工場から入手しれたものは少ない．そのため，バイオチャーの混入が土たさとうきびバガスをバッチ式炭化炉において，3 つの壌の熱伝導率などの熱特性に与える影響について知見を炭化温度（400，600，800 ℃），昇温速度 2 ℃ min‒1，最増やしていくことは，今後，バイオチャーの土壌混入に

高温度保持 2 時間，自然冷却の条件で熱分解を行って作よる熱環境への影響予測をしていくために必要である．

成した後に，2 mm 篩を通過したものを実験に使用した．

バイオチャーは，有機物（バイオマス）の熱分解によ

800 ℃で生成したバイオチャー（100 サンプル）の形状

り生成されるが，有機物の土壌への混入は，土壌の熱伝をマイクロメータにより測定した結果，平均長さ，幅，

導 率 を 低 下 さ せ る こ と が 報 告 さ れ て い る（Abu‒

厚さはそれぞれ，3. 48 ± 1. 34 mm，0. 82 ± 0. 36 mm，0. 36

Hamadeh and Reeder, 2000；山崎，2004；Gupta et al.,± 0. 15 mm であった．また，400 ℃，600 ℃，800 ℃で1976）．Ekwue et al.（2005）は，土壌への有機物混入に生成されたバイオチャーの粒子密度は，それぞれ 1. 50，

よる土壌の熱伝導率の低下は，乾燥密度の減少に起因す

1. 57，1. 86 Mg m‒3 であった．

ることを示唆している．

2. 2 熱伝導率の測定方法

前述したように，バイオチャーの土壌混入は土壌の乾バイオチャーの炭化温度および混入割合の影響を解明

燥密度，間隙率，および孔隙径分布を変化させる．空気するため，供試サンプルを次のように準備した．バイオの熱伝導率は 0. 025 W m‒1 K‒1 であり，水（0. 596 W m‒1

チャーの炭化温度の影響を解明するため，3 種類の異な

‒1

‒1

‒1

K ）や土壌鉱物（2. 5 W m K ）よりもはるかに低い

る炭化温度で生成したバイオチャーを質量比 0，3 % でため（Campbell and Norman, 1998），土壌の熱伝導率

風乾土壌に混入した．また，混入割合の影響を解明する

は 間 隙 率 に よ っ て 大 き く 影 響 さ れ る．Ochsner et

ため，800 ℃で生成されたバイオチャーを質量比 0，1，3，

al.（2001）は，土壌の熱伝導率は気相率の増加に伴い直5 % で 風 乾 土 壌 に 混 入 し た． 更 に，400 ℃，600 ℃，

線的に低下することを報告している．

800 ℃で生成されたバイオチャー単体も測定のために準そこで，本研究では，さとうきびバガス由来のバイオ
チャーの混入が土壌の熱伝導率に与える影響を明らかに備した．なお，バイオチャーの混入割合（ ）は以下の式で定義される．

することを目的とした．まず，バイオチャーの生成温度
が土壌の熱伝導率に与える影響を明らかにするため，3=種類の異なる炭化温度で生成したバイオチャーを島尻

2

（1）

1

マージに混入し土壌の熱伝導率の測定を行った．次に，バイオチャーの混入量が土壌の熱伝導率に与える影響を

ここで， 1：混入前の土壌の質量（g）， 2：バイオチャー

明らかにするため，混入量を 4 段階に変えて島尻マージの質量（g）を示す．

土壌に混入し，土壌の熱伝導率の測定を行った．更に，サンプルに脱イオン水を加えて風乾から 0. 30 m3 m‒3

比較のため，豊浦砂についても同様の測定を行った．豊の範囲内で体積含水率を調整し，数日間静置して供試サ

浦砂は，単一粒径で，様々な実験において用いられる標

ンプルと水分が十分馴染んだ後，内径 4 cm，高さ 8 cm

準的な試料であり，熱伝導率の測定にも良く用いられてのアクリル円筒カラムに 7 cm の高さまで充填した．ないる（例えば，望月ら，1998；山崎ら，2003）．豊浦砂お，各供試サンプルの乾燥密度は，風乾状態においてタッには，土壌の構成物質の中で高い熱伝導率を示す石英をピングしながら充填した場合の測定値を基準とした．ま多く含んでおり，他の土壌よりも高い熱伝導率を示すな

た，バイオチャー混入土壌の固相率，間隙率，気相率は，どの熱特性が知られている（例えば，山崎ら , 2003）．

乾燥密度と土壌，バイオチャー単体の粒子密度を用いて2. 試料と方法
2. 1 試料
島尻マージは，沖縄県宮古島市のサトウキビ栽培圃場

以下の（2），（3），（4）式により推定した．
1σ=ρ

（1+ ）+ ρ （1+ ）
ρ1

ρ2

（2）

の深さ 0 − 20 cm から採土し，風乾した後に 2 mm 篩を通過したものを使用した．島尻マージは石灰岩風化土壌= 1 −σ（3）

φ = 1 −σ−θ（4）であり，USDA 土壌分類（Soil Survey Staﬀ，2010）では Typic Hapludalfs に 分 類 さ れ る（Kameyama et al.,2012）．島尻マージの粒度組成は，砂（0. 05 − 2 mm）が7. 7 %，シルト（0. 002 − 0. 05 mm）が 19. 0 %，粘土（< 0. 002

ここで，σ：固相率（m3 m‒3），ρ ：サンプルの乾燥密mm）が 73. 3 ％であった．USDA の分類では clay に相ρ 1：土粒子密度（Mg m‒3），ρ 2：バイオチャー度（Mg m‒3），

研究ノート：バイオチャーを混入した土壌の熱伝導率

83

単体の粒子密度（Mg m‒3）， ：間隙率（m3 m‒3），φ：気

ここで，θ0：土壌内水分フローのカットオフ含水率（m3θ：体積含水率（液相率）（m3 m‒3）を示す．
相率（m3 m‒3），m‒3）， ：カットオフがどの程度早く生じるかを規定す

各供試サンプルの充填時の乾燥密度，固相率，間隙率をる定数，を示す．θ0 は，土性に依存し，土壌の平均粒

Table 1 に示した．

子径や粘土含量から推定することが可能であるが，バイ

熱伝導率の測定は，望月ら（2003）の方法を参考に

オチャー単体やバイオチャー混入土壌では推定が不可能

Decagon 社 KD2 を用いて行った．まず，KD2 プローブであるため，未知数として取り扱った．同様に， も土（直径 1. 27 mm，長さ 6 cm）をサンプルに挿入し，20 ℃

性に依存する定数であるため，未知数として取り扱った．

に設定した恒温チャンバー内で一晩静置した後，熱伝導（5）−（8）式において，液相の熱伝導率λ は 0. 596 W

率の測定を行った．測定は 30 分間隔で 3 回行い，3 回m‒1 K‒1（20 ℃）を用いた．また，気相の熱伝導率λ は，の平均値を測定値とした．なお，カラムにはラップフィ

θがθ0 よりも低い場合は空気の熱伝導率である 0. 025 W

ルムを被せ，測定中のサンプルからの蒸発をできるだけm‒1 K‒1（20 ℃）を用い，θがθ0 よりも高い場合は水蒸防ぐよう配慮した．

気で飽和された空気の熱伝導率 0. 074 W m‒1 K‒1（20 ℃）

2. 3 固相の熱伝導率の推定方法を用いた（Ochsner et al., 2001）．なお，固相の熱伝導率

バイオチャーの混入が固相の熱伝導率に与える影響を

λ は未知数とした．

検討するため，Ochsner et al.（2001）に倣い，熱伝導率

したがって，固相の熱伝導率λ ，形状係数 g1 ，水分の測定結果に以下に示す de Vries モデルを適用し，バフローのカットオフ定数θ0 ， をフィッティングパラ

イオチャー単体，無混入土壌，バイオチャー混入土壌のメータとして，熱伝導率の測定値に de Vries モデル（（5）

固相の熱伝導率の推定を行った．

−（9）式）を適用し，非線形最小自乗法を用いて無混入
土壌（島尻マージ，豊浦砂），バイオチャー単体，バイ

λ=

λθ+

λφ +

λσ

θ+

φ+

σ

（5）

3. 結果と考察

ここで，λ：サンプルの熱伝導率（W m‒1 K‒1）
，λ ：各， ：各相の重み係数， ：液相，相の熱伝導率（W m‒1 K‒1）
：気相， ：固相を示す．また，重み係数は，以下の式より求められる．
=

Σ

異なる炭化温度（400，600，800 ℃）で生成されたバと 熱 伝 導 率 の 関 係 を Fig. 1 に 示 し た． 風 乾 か ら 0. 30

（6）

g =1

（7）

=1

3. 1 炭化温度の異なるバイオチャーおよび土壌の熱伝導率
イオチャー単体，島尻マージおよび豊浦砂の体積含水率

‒1
1
λ
3
1 +（ − 1 ）g ］
3 Σ = 1［
λ0

3

オチャー混入土壌の固相の熱伝導率の推定を行った．

m3 m‒3 の範囲内において，400，600，800 ℃で生成されたバイオチャーの熱伝導率の変動は，それぞれ 0. 0−0. 2，
0. 1−0. 2，0. 1−0. 2 W m‒1 K‒1 で あ り， 島 尻 マ ー ジ（0. 2− 0. 5 W m‒1 K‒1），豊 浦 砂（0. 2−1. 5 W m‒1 K‒1）と 比 較
すると体積含水率の増加に対する増加量が小さい．また，

ここで，λ0：流体の熱伝導率（W m K ），g ：形状係
‒1

‒1

炭化温度の違いによる体積含水率と熱伝導率の関係の違数を示す．形状係数 g 1，g 2，g3 は土壌粒子の形状に依存 す る が，g1 と g2 が 等 し い と 仮 定 し た 場 合，g3 は
g3 = 1 − 2g1 か ら 計 算 で き る（Campbell and Norman,
1998）．g1 は，土壌（島尻マージ，豊浦砂），バイオチャー
単体，バイオチャー混入土壌でそれぞれ異なる値をとる
ため，今回の計算では未知数として取り扱った．また，流体の熱伝導率λ0 は，乾燥土壌では空気の値であり，湿潤土壌では水の値となる．λ0 は，次式により求めた（Campbell et al., 1994）．
λ0 = λ + （λ −λ ）（8）

ここで， ：土壌の含水率に依存する無次元量を示しており，次式により算定される（Campbell et al., 1994）
．

=

1
θ ‒
1 +（
θ0 ）

（9）

Fig. 1 炭化温度の異なるバイオチャー単体，島尻マージ，豊浦砂における体積含水率と熱伝導率の関係．
Relationship between volumetric water content and thermal
conductivity of biochar formed at three different pyrolysis
temperatures, Shimajiri Maji soil and Toyoura sand.

84

土壌の物理性 第 123 号（2013）

いは小さかった．

壌混入した場合の体積含水率と熱伝導率の関係を Fig. 2

熱伝導率の測定結果（Fig. 1）に de Vries モデル（（5）

に示した．島尻マージでは，0. 1−0. 3 m3 m‒3 の水分領域−（9）式）を適用し，バイオチャー単体，島尻マージ，

でバイオチャー混入土壌の熱伝導率は，無混入土壌より

豊浦砂の固相の熱伝導率の推定を行った．de Vries モデ）．
も 0. 1−0. 2 W m‒1 K‒1（6−51 %）低くなった（Fig. 2（a）

ルによる予測結果は，測定値と概ね良好に一致した（Fig.

一方，豊浦砂では，0. 0−0. 3 m3 m‒3 の水分領域でバイオ

1）．400，600，800 ℃で生成されたバイオチャー単体のチャー混入土壌の熱伝導率は，無混入土壌よりも 0. 2−‒1‒1

固相の熱伝導率は，それぞれ 1. 5，1. 3，1. 5 W m K と0. 7 W m‒1 K‒1（11−52 %）低くなった（Fig. （2 b））．また，推定され，炭化温度による影響は小さかった．また，島

炭化温度の異なるバイオチャー混入土壌で熱伝導率を比尻マージ，豊浦砂の固相の熱伝導率の推定値はそれぞれ較した場合，違いは小さかった．

2. 6，6. 7 W m‒1 K‒1 であり，豊浦砂の方が約 2 倍高い値

熱伝導率の測定結果（Fig. 2）に de Vries モデルを適を示した．土壌とバイオチャー単体で比較した場合，バ

用し，バイオチャー混入土壌の固相の熱伝導率の推定をイオチャー単体の固相の熱伝導率は，島尻マージの約行った．その結果は Table 2 に示した通りである．土壌

1/2 倍，豊浦砂の 1/5 − 1/4 倍と低い値を示した．
3. 2 炭化温度の異なるバイオチャーの土壌混入が熱伝導率に及ぼす影響
炭化温度の異なるバイオチャーを 0，3 %（w/w）で土と比較して固相の熱伝導率が低いバイオチャーの 3 %（w/w）の混入により，固相の熱伝導率は島尻マージで
約 3 割，豊浦砂で 3 − 4 割低下した．また，バイオチャーの炭化温度が混入土壌の固相の熱伝導率に与える影響は小さかった．
また，バイオチャー混入土壌では，無混入土壌と比較（a）Shimajiri Maji

して固相率が減少し，間隙率が増加する（Table 1）．バ
イオチャーの 3 %（w/w）の混入により，島尻マージでは固相率が 0. 39 m3 m‒3 から 0. 34 m3 m‒3，豊浦砂では 0. 57．このため，
m3 m‒3 から 0. 48 m3 m‒3 に低下する（Table 1）
土壌にバイオチャーを混入した際の熱伝導率の低下は，固相の熱伝導率が低下したことに加え，熱伝導率が高い
固相の割合が減少し，熱伝導率の低い気相の割合が増加したことに起因していると考えられる．
島尻マージ（無混入土壌）に対して de Vries モデルを適用した際のフィッティングパラメータを用いて，固相の熱伝導率が 2. 6 W m‒1 K‒1 から 1. 6，1. 8，1. 9 W m‒1
K‒1 に変化した場合の土壌の熱伝導率の低下割合を試算したところ，10−24，8−19，7−16 %（θ= 0. 1−0. 3 m3m‒3）であった．また，体積含水率が増加するにつれて，（b）Toyoura sand

低下割合も増加する傾向を示した．一方，固相率を 0. 39
m3 m‒3 から 0. 34 m3 m‒3 に変化した場合の熱伝導率の低下割合は 15−16 %（θ= 0. 1−0. 3 m3 m‒3）であり，体積含水率に関わらず一定の値を示した．このため，島尻マー
ジにおいてバイオチャーを 3 %（w/w）で混入した際の熱伝導率の低下には，体積含水率に関わらず固相率の減少（間隙率の増加）が一定に寄与しており，体積含水率が増加するにつれて固相の熱伝導率の低下の寄与が増加すると推察された．
同様に，豊浦砂（無混入土壌）に対して，固相の熱伝導 率 が 6. 7 W m‒1 K‒1 か ら 4. 3，4. 9 W m‒1 K‒1 に 変 化 した場合の土壌の熱伝導率の低下割合を試算したところ，
3−14，2−9 %（θ= 0. 0−0. 3 m3 m‒3）であった．島尻マージと同様に，体積含水率が増加するにつれて，低下割合

Fig. 2 炭化温度の異なるバイオチャーを 3 %（w/w）で混入した土壌における体積含水率と熱伝導率の関係 （: a）島尻マージ，（b）豊浦砂．
Relationship between volumetric water content and thermal
conductivity of soils amended with biochar formed at three
diﬀerent pyrolysis temperatures at 3 %（w/w）：（a）Shimajiri
Maji soil；（b）Toyoura sand.

が増加する傾向を示した．一方，固相率を 0. 57 m3 m‒3
から 0. 48 m3 m‒3 に変化した場合の熱伝導率の低下割合
は 26 %（θ= 0. 0−0. 3 m3 m‒3）であり，体積含水率に関わらず一定の値を示した．このため，豊浦砂においてバ
イオチャーを 3 %（w/w）で混入した際の熱伝導率の低下には，固相率の減少（間隙率の増加）の寄与が大きい

研究ノート：バイオチャーを混入した土壌の熱伝導率

85Table 1 熱伝導率を測定したサンプルの乾燥密度と間隙率：（a）バイオチャー単体と無混入土壌，（b）バイオチャー
混入島尻マージ土壌，（c）バイオチャー混入豊浦砂．
Composition of samples used for thermal conductivity measurements：（a）Biochar and non-amended soils；（b）
Shimajiri Maji soil amended by biochar；（c）Toyoura sand amended by biochar.

（a）Biochar and non-amended soils
BiocharShimajiri Maji

Toyoura sandSample400 ºC

600 ºC

800 ºC−−（Mg m−3）

0. 16

0. 16

0. 16

1. 07

1. 50

Volumetric solid content （m3 m−3）

0. 11

0. 10

0. 09

0. 39

0. 57

（m3 m−3）

0. 89

0. 90

0. 91

0. 61

0. 43

Dry bulk density

Porosity（b）Shimajiri Maji soil amended by biochar
Pyrolysis temperature

400 ºC 600 ºC

800 ºC

Biochar content（%（w/w）
）

3

3

1

3

5

Dry bulk density（Mg m−3）

0. 91

0. 92

1. 02

0. 93

0. 86

Volumetric solid content（m3 m−3）

0. 34

0. 34

0. 37

0. 34

0. 32

Porosity（m3 m−3）

0. 66

0. 66

0. 63

0. 66

0. 68

（c）Toyoura sand amended by biochar
Pyrolysis temperature

400 ºC 600 ºC

800 ºC

Biochar content（%（w/w）
）

3

3

1

3

5

Dry bulk density（Mg m−3）

1. 23

1. 24

1. 40

1. 26

1. 10

Volumetric solid content（m3 m−3）

0. 48

0. 48

0. 53

0. 48

0. 42

Porosity（m3 m−3）

0. 52

0. 52

0. 47

0. 52

0. 58

と推察された．
島尻マージと豊浦砂で比較した場合，バイオチャー混入による熱伝導率の低下割合は豊浦砂の方が大きかった（Fig. 2（a），（b））．また，試算の結果から，島尻マージ

これは，バイオチャーを質量比で混入したため，乾燥密度の高い豊浦砂への混入量が，島尻マージへの混入量よりも多かったことに起因している．
3. 3 バイオチャーの混入量が熱伝導率に及ぼす影響と豊浦砂では，土壌の熱伝導率の低下に対する固相率減

800 ℃で生成されたバイオチャーを 0，1，3，5 %（w/

少（間隙率の増加）と固相の熱伝導率低下それぞれの寄w）で土壌混入した場合の体積含水率と熱伝導率の関係

与度が異なる傾向が見られた．これらの結果は，豊浦砂を Fig. 3 に示した．島尻マージの場合，混入量の違いにの方が，①固相率の減少割合（間隙率の増加割合）が大

よる熱伝導率への影響は小さかった（Fig. 3（a））．一方，

きいこと，②固相の熱伝導率が高いため，固相率の減少

豊浦砂の場合，混入量の増加に伴い熱伝導率が低下するに伴う固相から気相への置換の影響が大きいことに起因傾向が見られた（Fig. 3（b））．

していると考えられる．島尻マージでは，固相率の減少

熱伝導率の測定結果（Fig. 3）に de Vries モデルを適割合（間隙率の増加割合）がそれぞれ 13 %（6 %）である

用し，バイオチャー混入土壌の固相の熱伝導率の推定をのに対して，豊浦砂では，固相率の減少割合（間隙率の行った．その結果は Table 2 に示した通りである．両方増加割合）がそれぞれ 16 %（21 %）であった（Table 1）．

の土壌において，バイオチャーの混入割合の増加と共に

土壌の物理性 第 122 号（2012）86

固相の熱伝導率が低下する傾向が見られた．
また，混入割合の変化により，固相率の減少割合（間（a）Shimajiri Maji

隙率の増加割合）が変化するため，土壌の熱伝導率の低下に影響していると考えられる．バイオチャーの 1，3，
5 %（w/w）の混入により，島尻マージでは固相率が 0. 39
m3 m‒3 から 0. 37，0. 34，0. 32 m3 m‒3，豊浦砂では 0. 57 m3．
m‒3 から 0. 53，0. 48，0. 42 m3 m‒3 に減少する（Table 1）
島尻マージ（無混入土壌）に対して de Vries モデルを適用した際のフィッティングパラメータを用いて，固相の熱伝導率が 2. 6 W m‒1 K‒1 から 2. 0，1. 9，1. 6 W m‒1
K‒1 に変化した場合の土壌の熱伝導率の低下割合を試算したところ，低下割合は 5−14，7−16，10−24 %（θ= 0. 1−0. 3 m3 m‒3）であった．一方，固相率を 0. 39 m3m‒3 から 0. 37，0. 34，0. 32 m3 m‒3 に変化した場合の熱伝導 率 の 低 下 割 合 は 7，15−16，21−22 %（θ= 0. 1−0. 3
m3 m‒3）であった．
同様に，豊浦砂（無混入土壌）に対して，固相の熱伝（b）Toyoura sand

導 率 が 6. 7 W m‒1 K‒1 か ら 5. 1，4. 9，4. 0 W m‒1 K‒1 に 変化させた場合の土壌の熱伝導率の低下割合を試算したところ，1−8，2−9，3−16 %（θ= 0. 0−0. 3 m3 m‒3）であった．一方，
固相率を 0. 57 m3 m‒3 から 0. 53，0. 48，0. 42 m3 m‒3に変化した場合の熱伝導率の低下割合は 13，
26，40 %（θ= 0. 0−0. 3 m3 m‒3）であった．
試算の結果から，混入割合が増加するにつれて，固相の熱伝導率変化による土壌の熱伝導率の低下割合，固相率変化による土壌の熱伝導率の低下割合共に増加した．
島尻マージにおける土壌の熱伝導率の低下には，体積含水率に関わらず固相率減少（間隙率増加）が一定に寄与しており，体積含水率が多くなるにつれて固相の熱伝導率の低下の寄与が増加すると推察された．また，豊浦砂
Fig. 3 バイオチャー（800 ℃）を異なる割合で混入した土壌における体積含水率と熱伝導率の関係：（a）島尻マージ，（b）
豊浦砂．
Relationship between volumetric water content and thermal
conductivity of soils amended with biochar formed at 800 ℃
at four diﬀerent contents：（a）Shimajiri Maji soil；（b）Toyourasand.

における土壌の熱伝導率の低下には，固相率減少（間隙率増加）の寄与が大きいと推察された．

4. おわりにバイオチャーは土壌改良資材として有望な材料である．これまで，保水力や保肥力の改善，重金属の吸着保持に関する研究が報告されている．しかし，農作物の生育や土壌微生物の活動などに大きく影響する熱環境への影響を検討したものはほとんどない．そのため，本研究では，さとうきび由来のバイオチャーの島尻マージと豊Table 2 バイオチャー混入土壌の固相熱伝導率の推定値．
Estimated thermal conductivities of solid phases of soils amended by biochar.

Pyrolysis temperature
Biochar content−（%（w/w））

400ºC 600ºC

800ºC

0

3

3

1

3

5

Estimated thermal conductivities（Wm−1 K−1） 2. 6of solid phases of Shimajiri Maji soil

1. 6

1. 8

2. 0

1. 9

1. 6

Estimated thermal conductivities
of solid phases of Toyoura sand

4. 3

4. 3

5. 1

4. 9

4. 0

（Wm−1 K−1） 6. 7

研究ノート：バイオチャーを混入した土壌の熱伝導率
浦砂への混入が土壌の熱伝導率に与える影響について検討した．
バイオチャー単体および土壌に水を加えながら熱伝導率を測定した結果，同じ体積含水率では，バイオチャー
単体は土壌よりも低い熱伝導率を示すことが明らかとなった．de Vries モデルを用いてバイオチャー単体および土壌の固相の熱伝導率を推定したところ，バイオ
チャー単体は 1. 3−1. 5 W m‒1 k‒1，島尻マージは 2. 6 Wm‒1 k‒1， 豊 浦 砂 は 6. 7 W m‒1 k‒1 と な っ た． そ の た め，
バイオチャー単体の固相の熱伝導率は，島尻マージの約2 分の 1，豊浦砂の 1/4−1/5 であると推定された．
3 種類の炭化温度で生成したバイオチャーを 3 %（w/w）混入した供試サンプルを作成し，熱伝導率を測定したところ，炭化温度の違いによる熱伝導率の違いは小さいことがわかった．また，土壌に関わらず，バイオチャーの 3 %（w/w）の混入は，土壌の熱伝導率を低下させる
結果となった．
de Vries モデルを用いてバイオチャー混入土壌の固相の熱伝導率を求めると，島尻マージで 1. 6 − 1. 9 Wm‒1 k‒1， 豊 浦 砂 で 4. 3−4. 9 W m‒1 k‒1 と な り， バ イ オ
チャーの混入により固相の熱伝導率は低下した．また，バイオチャー混入土壌では，無混入土壌と比較して固相率が減少し，間隙率が増加する．このため，バイオチャーを混入した場合の熱伝導率の低下は，固相の熱伝導率が低下したことに加え，熱伝導率が高い固相の割合が減少
し，熱伝導率の低い気相の割合が増加したことに起因すると考えられる．
de Vries モデルを用いた試算結果から，島尻マージ
においてバイオチャーを混入した際の土壌の熱伝導率の低下には，体積含水率に関わらず固相率減少（間隙率増加）が一定に寄与しており，体積含水率が多くなるにつれて固相の熱伝導率低下の寄与が増加すると推察された．また，豊浦砂における土壌の熱伝導率の低下には，固相率減少（間隙率増加）が大きく寄与していると推察された．この土壌による違いは，豊浦砂の方が，① 固相率の減少割合（間隙率の増加割合）が大きいこと，② 固相の熱伝導率が高いため，固相率の減少に伴う固相から気相への置換の影響が大きいことに起因していると考えられた．
これらの結果から，バイオチャー混入による土壌の熱伝導率の低下に対しては，固相率（空隙率）変化と固相の熱伝導率変化が寄与しており，その寄与度は土壌の固相の熱伝導率，固相率，空隙率の変化の大きさによって異なることが示唆された．

謝辞
本研究の一部は，JSPS 科研費 19780185，23780254 の助成を受けたものです．ここに記して感謝の意を表します．

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集 , 226： 43‒51.

土壌の物理性 第 123 号（2013）

88

要

旨

本研究では，さとうきび由来のバイオチャーの島尻マージおよび豊浦砂への混入が土壌の熱伝導率に与える影響について検討した．
バイオチャー混入土壌と無混入土壌を準備し，それぞれを加水調整しながら，体積含水率と熱伝導率の関係を測定したところ，土壌に関わらず，バイオチャーの混入により熱伝導率が低下する結果となった．
各土壌ともに，バイオチャーの混入により de Vries で推定される固相の熱伝導率は低下し，固相率は減少（間隙率は増加）した．de Vries モデルを用いた試算結果により，島尻マージにおける土壌の熱伝導率の低下に対しては，固相率の減少（間隙率の増加）が一定に寄与しており，体積含水率が多くな
るにつれて固相の熱伝導率の低下の寄与が増加することが推察された．また，豊浦砂における土壌の熱伝導率の低下に対しては，固相率の減少（間隙率の増加）の寄与が大きいと推察された．
これらの結果から，バイオチャー混入による土壌の熱伝導率の低下に対しては，固相率（間隙率）変化と固相の熱伝導率変化が寄与しており，その寄与度は土壌の固相の熱伝導率，固相率，間隙率の変化の大きさによって異なることが示唆された．
キーワード：バイオチャー，土壌の熱伝導率，熱分解，固相，間隙広域評価特集
解 説89
Lectures., March 2013, Vol. 123, 89 ‒ 92

農地への有機物由来炭素投入量の推定と農地土壌炭素蓄積量のモデリング古賀伸久 1
Estimating annual plant carbon inputs to the soil and modelling futurechanges in soil carbon stocks in croplands
Nobuhisa KOGA1

1. はじめに

1. 3 本稿の目的
Koga et al.（2011）は，RothC を用いて，北海道・十1. 1 地球温暖化対策としての農地管理技術への期待

勝地方の畑土壌中の炭素蓄積量が土壌への有機物（作物

農業分野が貢献できる地球温暖化対策として，大気中

残さや堆肥）投入量に関するシナリオによって将来どのの温室効果ガス濃度の低減につながる農地の管理技術にように変化するか予測し，その際に，モデルの入力値で大きな期待が寄せられている（Smith et al., 2007）．日

ある作物残さ由来の炭素投入量を市町村単位で推計する本においても，農地の適切な管理による大気中二酸化炭方法の検討を行ったので，その手順や結果について紹介

素（CO2）濃度の低減は，農業分野における温室効果ガ

したい．

ス排出削減目標において重要な位置を占める．土壌中の2. 市町村別炭素投入量の推定方法

炭素蓄積量の減少を抑制する不耕起や省耕起などの保全型耕起法のほか，土壌中の炭素蓄積量を増加させる堆肥

十勝地方には 19 の市町村があり，全畑地面積約 14 万

施用，緑肥作物や作物残さ発生量が大きな作物の輪作体

3 千 ha の 96 ％が，秋まき小麦，テンサイ，バレイショ，系への新規導入など，これらの農地管理技術に大気中の大豆，小豆，菜豆，スイートコーン，サイレージコーン

CO2 濃度を低下させる効果があるとされている（古賀 ,の 8 作物によって占められる．本研究では，これらの８2007）．

作物を対象とし，植物由来の炭素投入量を推計した．

1. 2 RothC モデルと入力データの課題

農地での植物由来の炭素投入量とは，作物残さや緑肥

土壌への有機物投入量が土壌中の炭素蓄積量に及ぼす

作物由来炭素の土壌への投入量のことである．作物残さ影響を予測する方法としては，土壌炭素動態モデルの一からの炭素投入量は，作物の種類のほか，品種，栽培地

つであるローザムステッドカーボンモデル（RothC；の土壌条件，栽培期間中の気象条件や栽培方法等によっColeman et al., 1997； 白戸 , 2007）を用いる方法などがて左右される．また，小麦の例のように，収穫機械の設ある．しかし，RothC には，このモデルを走らせるた

定によって，作物体を刈り取る高さが変わると，その結めに必要な入力値である植物由来の炭素投入量（作物残果として，土壌にすき込まれる有機物の量が変化する（本さや緑肥作物からの炭素投入量）を計算する機能がなく，研究では，小麦体を地面から 30 cm の高さで刈り取り，

研究者自身が何らかの方法でそれを用意し，RothC に

30 cm 以上の位置にあるわらを搬出，それ以下の位置に導入してやらなければならない．しかも，RothC によある部位は刈り株として土壌にすき込むこととして計るシミュレーションを現実的なパラメータを用いて高解算）．

像度で実行するためには，作付される作物や品種，栽培

作物残さ中に存在する炭素は，純一次生産量（NPP）

地の土壌や気象条件，小麦の例のようにわらを刈り取るの一部であるが，NPP をリモートセンシングや植生モ

時の高さの設定など現場の状況を可能な限り正確かつ細デル等で予測できるとしても，作物残さ由来の炭素投入かに反映した作物残さ由来の炭素投入量のデータを用意量を推定するには，地域固有の条件が関与する以上，そしなければならない．

のことを十分に考慮しなければならない．そこで，より現状に即した作物残さからの炭素投入量を把握するため，アロメトリー（生体内のある部分と別の部分の間に1

Agriculture, Forestry and Fisheries Research Council
Corresponding author ： 古賀伸久，1 農林水産省農林水産技術会議事務局
2013 年 1 月 7 日受稿，2013 年 2 月 4 日受理
土壌の物理性 123 号，89 ‒ 92（2013）

成立する量的な関係）を利用した方法で作物残さからの炭素投入量を推計した．すなわち，収穫部位の重量，いわゆる収量に対するほかの地上部や地下部の重量の比を用いて，作物残さの発生量を把握することである．収穫部 位 の 重 量 は， 作 物 統 計（ 北 海 道 十 勝 総 合 振 興 局 ,土壌の物理性 第 123 号（2013）902011）など市町村単位で公表される統計値を用い，さらをすべて持ち出し，緑肥栽培や堆肥施用がないシナリオに乾物重ベースに換算したものを計算に用いた．作物ご（最小投入シナリオ）である．

との収量に対する地上部や地下部バイオマスの乾物重量

3. 3 有機物投入に関する前提条件

比は，あらかじめ栽培試験や文献調査によって求めた．

十勝地方の農業の現状では，堆肥としては，主に麦わ

収量と乾物重量の比のほか，各部位の乾物率と炭素含有

ら牛糞堆肥が用いられ，作物の種類によって，施用面積率を用いて，市町村単位で作物別に作物残さ由来の炭素の割合や施用量が異なる（十勝管内土壌診断事業推進協

投入量を計算した．収穫部位と作物残さとなる部位の乾

議会 , 2002）．また，緑肥は主に秋まき小麦収穫後の休物重量の比，各部位の乾物率と炭素含有率は，北海道農閑期間に作付される．秋まき小麦収穫後の 75 ％が休閑，

業研究センター・芽室研究拠点で実施された長期連用試

その休閑地の 80 ％に後作緑肥としてえん麦が栽培され験の結果や一部の作物については文献調査の結果をもと（十勝管内土壌診断事業推進協議会 , 2002），すなわち秋に求めた．以上のパラメータを用いて，市町村単位で作

まき小麦収穫後の農地の 60 ％で緑肥用えん麦が栽培さ物ごとに作物残さ由来の炭素投入量を算出した．

れるとした．また，堆肥および最小投入シナリオでは，

3. 有機物投入シナリオ
3. 1 市町村単位での有機物投入量の計算
すべての農地について，一筆にどの作物が栽培されて堆肥の連用および作物残さの持ち出しによって，それぞれ作物の収量が増加および減少すると仮定している．

4. 土壌への炭素投入量の推定結果

いるか特定することは容易ではない．そこで，８作物のアロメトリーと各部位の乾物率や炭素含有率を用いる

作物残さ由来の炭素投入量と栽培面積から，８作物につ方法の利点は，１）統計収量値は市町村単位で公表されいて平均した作物残さ由来の炭素投入量を市町村単位でるので，ある程度の空間的解像度をもつこと，２）アロ計算した．この投入量は，その市町村の収量水準や作物

メトリーと各部位の乾物率と炭素含有率のデータさえあの栽培面積を反映した作物残さ由来の炭素投入量となれば，どんな作物にも応用できること，３）現地で用いる．

られる品種や栽培方法の影響が反映されること，４）

3 .2 ３つの有機物投入シナリオ

NPP や作物残さ由来の炭素投入量を比較的容易に計算

この投入量を用いて，作物残さや堆肥の有機物管理にできることなどである．

関する３つのシナリオについて，2011 年にこれらのシ

１ha あたりの NPP と作物残さ由来の炭素投入量をナリオに基づく農地管理を開始した場合，2050 年まで

Fig. 1 に示した．NPP は，サイレージコーン，テンサイ，の土壌炭素蓄積量（0−30 cm）がどのように変化する

秋まき小麦で大きく，マメ科の作物で小さかった．また，

か RothC による予測を行った．その３つのシナリオと作物残さ由来の炭素投入量はサイレージコーン，テンサ

は，１）現状の作物残さ，緑肥作物や堆肥からの炭素投

イ，秋まき小麦で大きく，バレイショで小さいことがわ

入が持続するシナリオ（現状シナリオ），２）堆肥をすかった．Fig. 1 の不確実性の範囲は標準偏差を示してい

べての畑地に年間 20 t/ha 投入するシナリオ（堆肥シナる．これは，1995 年から 2006 年までの各市町村の収量

リオ），３）すべての作物について，地上部の作物残さの年次変動と収量に対する地上部や地下部バイオマスのFig. 1 NPP または植物（作物残さ、緑肥作物）および牛糞堆肥由来の土壌への炭素投入量．
Crop NPP and annual C inputs from plants（crop residues and green manure）and composted
cattle manure to the soil.（Koga et al., 2011）

広域評価特集

解説：農地への有機物由来炭素投入量の推定と農地土壌炭素蓄積量のモデリング91

Fig. 2 十勝地方の畑地における NPP および作物残さ，緑肥，牛糞堆肥からの炭素投入量．
バー上の数値は，１ha あたりの炭素投入量を示す．
Regional cropland NPP and annual C inputs from crop residues, green manure and composted
cattle manure under diﬀerent management scenarios. The number on each bar indicates area‒‒
based NPP and C input（Mg C ha 1 yr 1）．（Koga et al., 2011）

乾物重量比，各部位の乾物率と炭素含有の不確実性に由ついて，1960 年代を中心に実施された地力保全基本調

来する．先述したように，アロメトリーや各部位の乾物

査（北海道立中央農業試験場 ,1993）から引用した．また，

率と炭素含有率に関するほとんどのデータは，北海道農

気象データは，士幌町と清水町を除き，市町村に一つあ業研究センター・芽室研究拠点での耕起法や堆肥施用にるアメダス観測点の 1995 年から 2006 年の平均値を用い関する長期連用試験に由来する．したがって，年次によた．したがって，RothC によるシミュレーションは，土る気象条件や栽培方法の違いに起因する不確実性はアロ壌区単位で行い，炭素投入量と気象データは，その土壌

メトリーや各部位の炭素含有率に反映される一方，これ区が属する市町村のデータを用いることになる．

らの長期連用試験では品種は統一され，また同一地点（同じ土壌）でのデータであるため，品種や土壌条件の違いに起因する不確実性は反映されていない．

6. 土壌炭素蓄積量の将来予測
Fig. 3 は，3 つのシナリオについて，土壌炭素蓄積量

Fig. 2 は，十勝地方の畑地における NPP と作物残さ（緑のシミュレーションを行った結果である．現状シナリオ

肥を含む）および麦わら牛糞堆肥由来の炭素投入量をシでは，土壌炭素蓄積量は徐々に減少し，2050 年の土壌

ナリオ別にまとめたものである．現状では，952 Gg C

炭素蓄積量は 2011 年のそれと比べて，3 ％減少となる．

‒1

‒1

‒1

yr （6. 66 Mg C ha yr ）の NPP の 38 ％（2. 52 Mg C‒‒

ha 1 yr 1）が作物残さとして土壌にすき込まれているこ堆肥シナリオでは，2050 年の土壌炭素蓄積量は，2011
年比で 7 ％増加となる．一方，
最小投入シナリオの場合，とになる．堆肥由来の炭素投入量は，年間 0. 63 Mg C‒

ha 1 であり，作物残さと堆肥に由来する全炭素投入量‒‒（3. 15 Mg C ha 1 yr 1）の 20 ％に相当する．堆肥シナリ
オでは，すべての作物への堆肥の施用とそれによる増収効果で，現状シナリオと比べ，炭素投入量は 36 ％増加
する．その一方，最小投入シナリオでは，土壌へすき込
まれる有機物は，根などの地下部バイオマスだけとなり，残さ持ち出しによる減収効果もあって，炭素投入量は80 ％減少する．

5. 土壌特性・気象に関する入力項目とその空間
スケール
RothC による土壌炭素蓄積量のシミュレーションには，作物残さや堆肥由来の炭素投入量のほか，シミュレー
ションの起点となる最初期の土壌炭素蓄積量，粘土含有率等の土壌特性値，月平均気温等の気象データが必要である．最初期の土壌炭素蓄積量や土壌特性値は，十勝地方にある 368 の土壌区（１市町村あたり約 20 の土壌区があり，１土壌区の平均面積は，約 400 ha である）に

Fig. 3 十勝地方の畑地における土壌炭素蓄積量の将来予測．
Projected changes in soil C stock（0−30 cm horizon）underdiﬀerent management scenarios.（Koga et al., 2011）

土壌の物理性 第 123 号（2013）92

土壌炭素蓄積量は急激に減少し，2050 年の土壌炭素蓄など他の物質についても，農地での動態の把握や予測を積量は，2011 年のそれと比べて 21 ％減少となる．最小行う上で今後大きく活用されるのではないかと考えてい投入シナリオを想定すると，現状シナリオとの差は，40る．

‒

年間で 2. 31 Tg C となり，これは年間 0. 445 M g C ha 1

引用文献

‒

（=1. 63 Mg CO2 ha 1）の速度で大気中に CO2 を放出することになる．Fig. 3 には，作物残さ堆肥からの炭素投入
量，気象データ等の入力値のばらつきが正規分布に従うと仮定して，モンテカルロシミュレーションを行った結果も示されている．図中の網掛け部分は，不確実性（標準偏差）の範囲を示す．現状シナリオと最小投入シナリ
オの間に不確実性の範囲に重なりがないことから，最小投入シナリオに示した農地管理を行うことで，土壌炭素蓄積量は高い確率で減少することが推定される．

7. おわりに
作物残さの土壌へのすき込み，緑肥の導入や堆肥の施用は，農地の炭素循環を特徴付けるといっても過言ではないほど，重要な位置づけにある．著者は，作物のアロメトリーや市町村単位で公表される収量統計値を用いて，作物残さに由来する炭素投入量の推計を試みたが，その解像度という点では今後も改善の余地があると考えている．GIS 技術の進展により，農協や普及センターの取り組みとして，栽培した作物の種類や品種，施肥管理等の農地管理履歴，収量や土壌診断結果等のほ場特性値
ほか，様々な情報がほ場単位で記録されるようになってきた．今回の特集のテーマは広域評価であるが，このようなほ場単位での詳細な情報は，炭素のみならず，窒素Coleman, K., Jenkinson, D. S., Crocker, G. J., Grace, P. R., Klír,
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帯広，
北海道

要

旨

モデルによる農地の土壌炭素蓄積量の広域評価には，作物の種類や品種，栽培時の土壌や気象などの環境条件，小麦の例のようにわらを刈り取る高さなどの現場の状況を反映させた作物残さ由来の炭素投入量のデータが必要である．今のところ高解像度とはいかないが，植物のアロメトリーの関係を用いて，作物残由来の残さ投入量を市町村単位で求めることができた．今後は，農協や普及センターが管理するほ場単位での情報などより空間解像度の高い情報を活用すれば，ほ場単位での作物残さ由来炭素投入量の推定や土壌炭素蓄積量の予測が可能になるだろう．また，土壌炭素蓄積量の増減に対しては，作物残さの持ち出しによる影響が大きいことを明らかにした．
キーワード：アロメトリー，土壌炭素蓄積量，炭素投入量，RothC，モデリング広域評価特集解 説93Lectures., March 2013, Vol. 123, 93 ‒ 99

森林における土壌炭素動態のモデルを用いた全国評価
橋本昌司 1
Regional modelling of carbon dynamics in Japanese forest soils
Shoji HASHIMOTO1

さらに，京都議定書にあるように現在各国は自国の炭素

1. はじめに放出・吸収量を定量することが求められており，また森

地球温暖化に代表される気候変動が人類の重要な問題

林（樹木と土壌）の吸収量を自国の炭素放出量から差し引になって以降，森林における炭素動態研究が盛んに行わくことができるため，国家・地域スケールでの広域評価れてきた．気候変動は全球的な現象であるため，サイトが求められている．日本は国土の約 7 割を森林が占めるスケールでの炭素動態研究に加え全球スケールでの評価

ため，森林土壌の炭素を広域評価することは重要である．

が必要である．さらに炭素の放出が国際的な報告対象となったため国家スケールでの評価も重要となっている．

3. モデリング

森林土壌は森林における炭素ストックの最大のコンポー

広域で土壌炭素動態をトレースするために，モデリン

ネントである．ここでは，日本の森林土壌を例に土壌炭グが必要となる．ここではモデルの種類と構造の概要と，

素動態の広域モデリングについて解説を行う．

広域への適用について解説する．
3. 1 モデルの種類とモデルの構造

2. なぜ森林土壌炭素が重要なのか

土壌炭素を取り扱うモデルとして，大きく分けて「植地球上には大気，陸面，海洋など様々な所に炭素が蓄物体の炭素循環を含んでいるモデル」（Fig. 1（a））と，「土

積 し て お り， そ れ ら の 炭 素 が 循 環 し て い る（IPCC,

壌部分だけのモデル」（Fig. 1（b））に分けられる．前

152001）．大気中にはおよそ 700 Pg（ペタグラム =10 グ

者の代表的なモデルとしては CENTURY モデル（Partonラム）の炭素が蓄積していると推定されているが，地球et al., 1987）（Fig. 2（a）），DNDC モ デ ル（Li et al.,上の植生にはおよそ 500 Pg の炭素が蓄積しており，一1992），Biome-BGC（Running, 1994），Sim-Cycle（Ito

方土壌にはおよそ 1500 Pg の炭素が蓄積していると推定

and Oikawa, 2002），CBM-CFS3（Kurz et al., 2009）なされている（Post et al., 1982； IPCC, 2001）．この土壌どがある．また後者の代表的なものとしては RothC モ

中の炭素は，植物遺体が起源であり，蓄積している炭素

デル（Coleman et al., 1997）（Fig. 2（b）），Yasso モデル・の一部は徐々に分解されている．落葉落枝などを通じて

Yasso07 モデル（Liski et al., 2005； Tuomi et al., 2009）

土壌に入ってくる炭素と，分解によって出て行く炭素の（Fig. 2（c））などがある．土壌炭素は，植物からの植物バランスで土壌炭素の量が決まっている．この土壌の巨

遺体供給量と分解による炭素放出量のバランスで成り大な炭素プールの動態は，地球の炭素循環に大きな影響立っている．後者のモデルは，何らかの形で植物によるを与えるため，植物による炭素固定と同じように重要視

土壌への植物遺体供給量を推定する必要がある．両者そされている（伊藤 , 2002）．加えて，土壌の有機物分解

れぞれ，長所と短所がある．植物体も含むモデルは，細は温度に対して指数関数的に増加することが知られておかいプロセスがトレースできるメリットもあるが，必要り，今後の温暖化により現在蓄積している土壌炭素が大な入力データやパラメータ数が多いなど，取り扱いが煩気へ放出してしまうかもしれないという危険性が指摘さ雑となる傾向がある．一方，土壌モデルはシンプルであれ て い る（Jenkinson et al., 1991； Trumbore et al.,

るがゆえに，取り扱いが比較的容易で入力データやパラ

1996； Kirschbaum, 2000； Bellamy et al., 2005； Bond-

メータ数が少ない．また土壌モデルは，他の様々な物質

Lamberty and Thomson, 2010； Hashimoto et al.,

循環モデルや全球陸面モデルに移植されることもある．

2011a）．土壌炭素が，地球規模の炭素循環にどのような

CENTURY モデルのように，土壌部分だけ抜き出して他影響を与えるのかを調べるためには，メカニズム研究だのモデルに移植されることもある（Potter et al., 1996）．

けでなく，広域での炭素循環モデリングが必要になる．

次に土壌炭素モデルの構造について解説する．様々な
土壌炭素モデルが提案されているが，構造という点で大1Forestry and Forest Products Research Institute（FFPRI）
1 Matsunosato, Tsukuba, Ibaraki, 305 ‒ 8687, Japan.
Corresponding author ： 橋本昌司，1 独立行政法人森林総合研究所
2012 年 12 月 12 日受稿，2013 年 1 月 29 日受理
土壌の物理性 123 号，93 ‒ 99（2013）

きな共通点がある．それは，土壌炭素の動態を異なる分
解しやすさ（分解定数）をもつ複数のプールを接続して表現する点である（伊藤 , 2002； Smith, 2002）（Fig. 2）．
いわゆるボックスモデルまたはコンパートメントモデル

土壌の物理性 第 123 号（2013）94と呼ばれるものである．このプールの数や質，プール間

out

=

t

の接続，また温度や水分などの影響の表現，時間ステッ
プなどがモデルによって異なってくる．また，ほぼすべと表現される．この式は，ある単位時間でそのプールかての土壌炭素モデルにおいては，深さ方向の分布は考慮

ら出ていく量はそのプールの存在量の 倍（たとえば 0. 2に入っていない．単位時間あたりの分解量（ out： プー

であれば 2 割が出て行く）という事を意味している．他

ルの減少量）は，そのプールの炭素量をのプールから入ってくる炭素量を in とすると，次の時−1分解定数 （y ）を用いて

t

とすると，

間ステップにおけるそのプールの炭素蓄積量はFig. 1 植物体を含む土壌炭素動態モデル（a）と，植物体を含まない土壌炭素動態モデル（b）の概念図．破線（環境）は気温や降水量の環境の影響を意味している．

Fig. 2 様々な土壌炭素動態モデルの概念図．
（a）CENTURY モデル，（b）RothC モデル，（c）Yasso07 モデル．

広域評価特集 解説：森林における土壌炭素動態のモデルを用いた全国評価
t+1

t

in

out

95

データで構築 / 検証されるにもかかわらず，広域に適用される場合は 1 キロメートル〜数十キロメートル四方をと表現される．温度や水分の影響は，基準分解定数（ 0）

代表する出力をするものとして取り扱われる．取り扱うにそれぞれの影響関数（ （温度）, （水分））を掛け合わスケールが異なれば，重要なプロセスやパラメータ値がせることで組み込まれることが多い．

変わってくる可能性もあるので注意が必要である（Kimura et al., 2009）．また一般にメッシュの中は均質=

0× （温度）× （水分）として（たとえば単一の植生）として取り扱われることが多い．

またその他，モデルによって有機物の C/N 比や粘土含

ここまで，メッシュ単位でモデルを適用する方法を説有量などが影響を与える．さらに，C だけでなく，N や明したが，国家スケールの森林土壌炭素をモデリングすP の動態も組み込んだモデルもある．

るのは，この方法だけではない．たとえば，国家の森林

3. 2 広域にモデルを適用するとはを一つ（または少数）の森林ととらえ，平均的な気候やこのような土壌炭素モデルを広域に適用して全国ス

林業統計と組み合わせて，国家スケールの炭素蓄積をシ

ケールの炭素蓄積量を評価する方法を具体的に説明すミュレートする手法もある（Liski et al., 2002； Liski etる．通常，あるモデルをサイトに適用する場合は，そのal., 2006； de Wit et al., 2006）．たとえばフィンランドは，

サイトの気象条件などモデルに必要なデータをモデルに

各 国 の 温 室 効 果 ガ ス の 吸 排 出 量 を 報 告 し た National

入力し，モデルの結果を出力する（Fig. 3（a））．広域のInventory Report で，国土を北と南の二つに分割しそれ場合は，まず，対象とする広域をメッシュ（グリッド）

ぞれの区分にモデルを適用し国土の森林土壌における炭で区切る．たとえば，1 km メッシュや，0. 5°メッシュ

素吸排出量を推定している（Statistics Finland, 2011）．

である．そしてそのメッシュそれぞれで，入力データ（気3. 3 日本の森林土壌炭素の広域評価に適した代表的候や土壌条件）・シナリオ（土地利用）などをモデルになデータセット

与え，モデルを適用する．各メッシュで出力された値を日本には，標準地域メッシュという規格があり，その空間的にマッピングしたり，積算してその対象とする地

中の第 3 次地域区画（3 次メッシュコード）が 1 km メッ

域の総量とする（Fig. 3（b））．

シュで全国をカバーしている．様々なデータセットがそ対象とする広域を区切るメッシュの大きさは，実際に は， 対 象 と す る 地 域 の 大 き さ と 入 力 デ ー タ のAvailability で決まることが多い．対象とする地域に対してあまりに細かいメッシュを採用してしまうと，計算の 3 次メッシュコードで構築されている．以下に，便利なデータセットを紹介する．
ア）植生①国土数値情報（http://nlftp.mlit.go.jp/ksj/）：土地

回数が膨大になり，時には計算ができないこともある．

利用の区分として森林か森林でないかが区別可能．

また一方で，モデルを適用するためには入力データが必② 生 物 多 様 性 情 報 シ ス テ ム（http://www.biodic.

要であり（たとえば気候），どのような空間解像度（メッgo.jp/J-IBIS.html）：元々生物多様性の調査としシュサイズ）の入力データセットが存在するのかに依存て行われているので，細かい樹種がわかるが，そする．この両方のバランスを鑑みて，メッシュの大きさが決まる．ここで注意が必要なのは，一般にモデルはサイトスケール（たとえば数十メートル四方）を代表する

Fig. 3の反面利用の際には植生を集約する必要がある．
イ）気候① メ ッ シ ュ 気 候 値 2000（CD-ROM）：1971 年 か らサイトスケール（a），広域スケール（b）のモデリングの概念図．

土壌の物理性 第 123 号（2013）

96

2000 年の 30 年間の観測値にもとづいた平年値．

仮定した場合の炭素蓄積量も推定された．その結果，植気象要素は平均気温・日最高気温・日最低気温・物による炭素固定の増加を上回る勢いで，土壌中の炭素

降水量・最深積雪・日照時間・全天日射量がある．

が分解・放出され，土壌炭素蓄積量が 5 % 程度減少す②アメダスメッシュ化データ（http://www.niaes.

る可能性が示唆された．

aﬀrc.go.jp/topics/amedas/meshdata.html）：農業

また，林野庁の「森林吸収源インベントリ情報整備事

環境技術研究所がアメダスデータをメッシュ化し業」では，全国の森林で 20 km メッシュごとに土壌炭て日別値を 1 km メッシュで作成している．1979

素蓄積量調査が行われている（http://www.ﬀpri.aﬀrc.

年からのデータがある．

go.jp/labs/fsinvent/index.html）．第一期の調査が平成ウ）土壌タイプ

18 年度から 22 年度にかけて行われ，現在第 2 期の調査

国 土 数 値 情 報（http://nlftp.mlit.go.jp/ksj/）：細かが行われている．これらの調査は，日本の森林土壌におい土壌タイプがわかるが，利用の際には集約する必

ける炭素蓄積量の初めての全国的システマティック・サ

要がある．

ンプリングである．現在第一期データの解析が行われてエ）標高おり，今後日本の森林土壌炭素蓄積の実態を明らかにし

国 土 数 値 情 報（http://nlftp.mlit.go.jp/ksj/）（標高てくれるものと期待される（Ugawa et al., 2012）．また，に関しては，数値標高モデルというより細かい解像

将来データが公開されれば，モデリングによるアプロー

度のデータが存在する）

チとのデータ比較や，モデルの精度向上に使われていく

また，1km よりも荒い 0. 5°メッシュなどの解像度になるが，全球の陸面を対象に気候や植生，土壌の物理化
学性などのグローバルデータセットが存在する（たとえば Climate Research Unit; http://www.cru.uea.ac.uk/）．

4. 日本の森林土壌炭素の広域評価に関する
これまでの研究ことが期待される．

5. なぜ森林土壌炭素の評価が難しいのか
冒頭で，いかに土壌炭素（森林土壌炭素）が重要であるかを説明した．しかし，実は植物の炭素蓄積研究よりも，わからないことが多い．それは土壌炭素特有の理由がある．まず，土壌炭素蓄積は測定に手間がかかること

日本の森林土壌の広域評価に関する既往研究は，必ずである．土壌炭素蓄積量を測る方法は，唯一，穴を掘っしも数は多くない．もっとも有名な研究は森貞らの研究て土壌を採取しサンプルを分析するほかない．たとえばである（Morisada et al., 2004）．森貞らは，過去に植林

森林の地表にセンサーを置いて非破壊で土壌炭素量を推の適地判定や土壌図を作るために行われた膨大な土壌調定する手法や，樹木の調査のように上空からのリモート査の結果を再解析し，土壌タイプごとの平均的な土壌炭

センシングで炭素蓄積量を推定する手法などは現在のと素蓄積量を求め，国土数値情報の土壌タイプの分布面積

ころ開発されていない．広域で多点調査を行うことは，と掛け合わせることで，日本の森林土壌炭素蓄積量を全多くの時間・労力・資金が必要となる．そのため，外挿・国評価した．その結果，日本の森林土壌には 1m までの内挿を得意とするモデルが土壌炭素蓄積量の広域評価に

深さに 4570 Tg ± 500 TgC（テラグラム =1012 グラム；はよく使われる（Peltoniemi et al., 2007）．また土壌炭± 95% 信頼区間）の蓄積があると推定した．

素の蓄積量は，植物からの有機物供給と分解とのバラン

また，国際的な枠組みでの日本の森林土壌における温スで成り立っている事も，土壌炭素蓄積のモデリングが室効果ガス吸排出量算定のため，森林総合研究所と林野

難しい一因である．供給と分解の両方のプロセスが正し庁は CENTURY モデルをベースにした CENTURY-jfos

く評価できないと，正しく土壌炭素動態が評価できない．

を構築し，森林土壌部分による炭素吸排出量算定を行っ

また，土壌炭素蓄積量の変化は数十年，数百年，千年のている（温室効果ガスインベントリオフィス ,2012）

時間スケールの現象である．そのため，変化量がトレー

Takahashi et al.,（2010）では，日本の森林におけるスしにくい．またこの「長い時間スケールの現象」であリター（森林の地表面にある有機物層），枯死木，土壌る，ということは，現在の土壌炭素蓄積が，過去の長いの炭素蓄積量に関する既存の文献が整理されており，土履歴（土地利用，植生）に影響を受けていることを意味

壌だけでなくリターや枯死木の炭素蓄積量についても現し，モデリングを難しくしている．現在の気候や植生の時点での蓄積量の推定値が明らかとなった．また土壌炭データは存在しても，数十年から数百年にわたる土地の素蓄積量は農耕地との比較が行われ，単位面積あたりの履歴は，特に広域では手に入りにくい．また，土壌は様々

土壌炭素蓄積量は農耕地土壌のほうが森林より 20% 程な性質の有機物の混合体である点（たとえば難分解性〜度小さいことが明らかとなった．

易分解性）も，モデリングが難しい理由の一つである．

最近，橋本らにより（Hashimoto et al., 2012），CEN-

上述のような土壌モデリングの一般的な難しさの他

TURY モデルを 1 km メッシュで全国の森林に適用するに，日本特有の難しさもある．一つは，森林の土壌分類試みが行われた．またその研究の中で，気候変動下でので「黒色土」と呼ばれる土壌の取り扱いである．黒色土

シミュレーションも行われ，IPCC（Intergovernmental

は，日本の森林の多くを占める土壌である褐色森林土よ

Panel on Climate Change）の東アジア地域の平均的なりも炭素蓄積量が大きい．黒色土の中には火山灰土が含予測である約 3 ℃の気温上昇と 9 % の降水量の増加をまれるが，火山灰土は火山灰に影響を受けており火山灰広域評価特集 解説：森林における土壌炭素動態のモデルを用いた全国評価97に含まれる鉄やアルミなどの金属が腐植物質と結合し，デルのパラメータ決定は主にリターの分解データを用いより安定的な腐植を形成することによる有機物分解抑制て 行 わ れ て い る（Palosuo et al., 2005； Tuomi et al.,メカニズムがある（Hiradate et al., 2004）．火山灰土は2009）．モデルを構築するのに欠かせないデータについ世界的には分布が大きくないため，欧米で開発された既ても，農耕地と森林では違いがある．たとえばモデルの存の土壌炭素モデルでは火山灰土は一般に考慮されてお構築や検証には長期の土壌炭素データが有利であるが，らず，そのまま日本の火山灰土に適用してもうまく適用

残念ながら森林には農耕地ほど土壌炭素の長期データができないことが報告されている（Shirato et al., 2004）．

存在しない．そのほか，森林土壌は空間不均一生が高い

ただし，農耕地ではピロリン酸塩可溶 Al 含量に応じてことや，日本の場合，森林は傾斜地に分布しているので，腐植画分の分解率を変えるなどして，火山灰土にも適用

土壌や表層有機物の水平方向の移動がある点なども，農ができることが確認されている（Shirato et al., 2004）．

耕地との違いである．

また，黒色土の中には過去の茅などの草原と人為的火入

6. 土壌炭素モデルの最前線れの影響により高い炭素蓄積量になっている場合がある．草原植生では森林植生よりも土壌への植物遺体の供今後の研究の展開について述べる．まず第一に，土壌給量が多く土壌炭素蓄積量が大きくなる．またその草原

モ デ ル の Conceptual な プ ー ル を 土 壌 分 析 に よ っ て

植生を維持するために火入れをすることで，分解に強い

Measurable にする，または Measurable なプールをベー

抵抗性を持つ炭化物が土壌に蓄積する（岡本 2009）．もスにしたモデル化，という流れがある（Skjemstad et

う一つモデリングの難しさをあげるとするなら，過去のal., 2004； Zimmermann et al., 2007； Ludwig et al.,

森林利用の履歴がわからないことである．1960 年代頃

2010）．先にも述べたように，現時点では，ほぼすべて

まで日本の森林は木材生産の場として活発に利用されての土壌モデルは複数の Conceptual な土壌炭素プールをいた．また，樹木の利用だけでなく，地域によっては肥接続して土壌炭素を表現しているが，現実のメカニズム料に利用するため地表のリター層の持ち出しなどが行わをくんでいるかどうかはっきりしないところがある．一れていた．森林利用の歴史は地域によって異なり，また方で，土壌分析の世界では，様々な手法を用いて土壌有

そもそもの土壌の受食性の違いもあり，土壌炭素蓄積に機物を複数の画分に分ける研究が行われており（Six et

残る過去の森林利用の影響は地域によって異なることがal., 2002； von Lützow et al., 2007），少しずつであるが，推測される．たとえば，関西域はかなり古くから森林の経験的に構築された土壌モデルが，分析とリンクし始め利用が盛んであり，また花崗岩質土壌が多いため浸食をている．

受けやすいこともあり，現在でも土壌炭素蓄積量が少な

第二に，一つのモデルだけでなく複数のモデルでシミュい．このような長い履歴を広域でモデリングに組み込ん

レ ー シ ョ ン を 行 う と い う 流 れ で あ る（Palosuo et al.,でいくのは難しい．

2012）．特に，将来予測などのモデルを用いた「外挿」の最後に，農耕地土壌と森林土壌の違いを述べる．同じ場合，モデルによって結果が異なるのは普通である．わ

土壌炭素ではあるが，農耕地土壌と森林土壌では炭素動かりやすい例としては，IPCC の報告書で将来の温度上昇

態モデリングの観点からいくつか大きな違いがある．一の予測が複数の気候モデルで行われ，それぞれが異なる

点目は，土壌への有機物供給量の推定が，森林は農耕地

結果を出力している．その例のように，複数のモデルシ

土壌に比べて難しい．農耕地土壌では，農作物からの土

ミュレーションの結果を示すことで，モデルの構造によ壌への有機物供給量に加え，人為的な有機肥料の投入なる差（不確実性）が評価できる（Refsgaard et al., 2006）．

ど，土壌への有機物投入量が比較的明確である．一方，第三に，初期値問題の克服である．これまでの多くの森林においては，どれぐらいの炭素を森林が固定し，どシミュレーション研究では，目的とするシミュレーショ

れぐらいの有機物が土壌へ供給されているのかを正確にン期間の前に，何千年〜 1 万年程度モデルを適用し，生見積もるのは難しく，それだけで最先端の研究テーマで態系の炭素循環が平衡になった状態でシミュレーション

ある．二点目は，リター層が存在するかどうかである．

を行っている．これは，過去の長期にわたるその土地のリター層とは，落葉落枝やその分解途中の有機物で構成

土地利用や植生状態を知ることは現実にはほぼ不可能だ

される地表面の有機物層である．農耕地にはリター層がからである．しかし平衡状態の森林土壌というのはあま存在しないが，森林では，樹木から土壌へ有機物が供給り現実的ではなく（Wutzler and Reichstein, 2007），結される際の最大のインターフェイスであり，リター分解

果的にシミュレーションしている炭素循環のどこかに歪だけで一つの研究分野が存在する．リター層の有無はモみを生むことがある（Carvalhais et al., 2008）．たとえば，

デルにも大きな違いを生んでおり，世界で最も広く使わ

シミュレーションを行おうとするある一時点の土壌炭素れる土壌モデルの一つである RothC モデルは農耕地で量は，現在の有機物供給量だけでなく，それ以前の数十開発されたため，リター層のプールを持たない（Fig. 2

年から数百年の有機物供給量の影響を受けている．その（b））．一方で，森林に特に着目して作られた Yasso モ

ため，現時点での有機物供給量で初期化を行った場合，

デルはリター分解にかなり重きを置いて設計されている

現在の土壌炭素蓄積量よりも大きい値または小さい値に（Liski et al., 2005； Palosuo et al., 2005； Tuomi et al.,なる場合がある．まだ決定的な手法が提案されているわ

2009）（Fig. 2（c））．たとえば，Yasso モデルの場合モけではないが，現在の土壌炭素を利用して，平衡状態の土壌の物理性 第 123 号（2013）98

初期値という単純化された初期化から，非平衡状態の初期状態からシミュレーションを開始するというより柔軟
で現実の状態に近い初期化を試みる動きがある（Carvalhais et al., 2008； Yeluripati et al., 2009； Hashimoto etal., 2011b）．
第四に，大規模データセットを用いたパラメタリゼー
ションの動きである．これまでは，いくつかのサイトス
ケールでのデータを用いてモデルのパラメータを推定し，そのモデルを外挿の形で用いて広域評価を行うのが一般的であったが，たとえば世界中で観測されたデータを用いてモデルのパラメータを推定し，そのモデルを用いて広域評価が行われはじめている（Bond-Lamberty
and Thomson, 2010）．これは，少数の観測サイトのデー
タに偏ることなく，対象とする広域内で観測されたより
多くのサイトのデータに基づいた広域推定が可能になる．また，広域の推定を目的としたモデリングにおいてパラメータ推定や重要なプロセスの探索自体もより広域（多点）で取得されたデータに基づいて行われるため，少数のサイトスケールの観測データを基に構築されたモデルを広域スケールに適用するというスケールのミスマッチの問題を克服した推定値を出すことができる可能性がある．この際，ベイジアンキャリブレーション（ベイジアンアプローチ）が用いられることもある（Tuomi
et al., 2009； Hashimoto et al., 2011a）．ベイジアンキャ
リブレーションとは，データ同化技法の一種であり，ベイズの定理とマルコフ連鎖モンテカルロ法（MCMC）という乱数を用いる技法を用いて，モデルの最適なパラメータとそのパラメータの不確実性をデータから推定する技法である．
最後に日本に関しては，全国調査のデータ公開が研究の進展に大きな影響を与えるものと考えられる．初めての全国的システマティック・サンプリングによる土壌調査の結果が，いずれ公開されるものと思われる．モデル
は，時空間的な内挿・外挿を得意とするが，モデルのパラメータや構造，モデルの出力を検証することのできるデータがあることで，より精度が高い予測が可能となる．
本報では，モデルを用いた土壌炭素の広域評価について，その概要に加え，特に日本の森林を例に解説を行った．気候変動問題によって土壌炭素が注目されて以降，様々なアプローチで土壌炭素の研究が行われてきた．今後も，土壌炭素の研究はますます重要性を増すであろう．
多様なアプローチと研究者間のコミュニケーションが，今後の森林土壌炭素研究には欠かせない．

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旨本報では，日本の森林土壌を例に土壌炭素動態の広域モデリングについて解説を行った．なぜ森林土壌
炭素が重要なのかを簡単に解説した後，モデルの種類と構造，広域にモデルを適用すること，日本の広域評価に適した代表的なデータセットの紹介などを行った．また，日本の森林土壌炭素の広域評価についての既存の研究をレビューするとともに，なぜ森林土壌炭素の評価が難しいかを解説した．最後に今後の研究展開について述べた．
キーワード：森林土壌，炭素，モデル，広域評価

99

広域評価特集
解 説101Lectures., March 2013, Vol. 123, 101 ‒ 108

実測値に基づく農林地生態系ガス交換量の広域評価
片柳薫子 1Feature series： Regional scale evaluation of soil gas exchange at forest and agricultural ecosystems basedon ﬁeld monitoring results
Nobuko KATAYANAGI1

1. 背景から対象とする期間の交換量を求める（図 1（ii））．チャ
ンバーは簡単に作れ，チャンバーが設置できる場所であ

農林地生態系における大気−土壌間の温室効果ガス交ればどこでも測定でき，コストも安く済ませることが可

換量が全球のガス排出量に占める割合は小さくない．農能であるため，世界中で幅広く利用されている（たとえ林地生態系で放出・吸収されている主な温室効果ガスはば Bouwman et al., 2002）．

二酸化炭素（CO2），メタン（CH4）および亜酸化窒素（N2O）

ところで，チャンバー法を「ある程度」確立した手法があり，N2O はオゾン層破壊物質でもあるが，これらであると述べたが，これは実際にはチャンバー内のガスのガスのうち CH4 は水田を，N2O は畑地を主要排出源

濃度変化を観測してフラックスを計算するという点以としている．水田由来 CH4 は人為的な CH4 排出量の外，明確なルールがないためである．つまり，
チャンバー

12 %，畑地由来の N2O 排出は人為的な N2O 排出量のの形状や材質，反復，採取時間帯，採取頻度，採取場所

36 % と見積もられている（Olivier et al., 2005）．

等について注意深く検討するかどうかは観測者の裁量に近年，これらのガスの大気−土壌間の交換量を定量す委ねられている．チャンバーの形状と材質の多様性につるための観測が世界各地で盛んにおこなわれ，データのいての一例として，本解説記事において引用した論文に蓄積も進んできた．これは，ある程度確立した測定法と関連するチャンバーの仕様を表 1 に示した．形状は円筒してクローズドチャンバー法（Rolston, 1986）が広く採形と長方形の 2 種だが，体積は 1. 6 × 10 3 〜 2. 2 m3 と用されてきたことによる．しかし，チャンバー法による大きな幅があり，最大のものは最小のものの 1, 375 倍に

測定値はある圃場のある時点におけるガス交換量を定量もなる．材質は不透明の塩化ビニル，ステンレス，透明するのには適しているが，その測定値を一般化し，地域のアクリル，ポリカーボネートと多様である．採取時間

あるいは国スケールの交換量を定量する際には大きな不帯と採取頻度については Minamikawa et al.（2012）が確実性を含むことになる．

詳述している．

‒以上の背景に基づき，本報告ではまずチャンバー法に採取場所と反復については，現在は一処理区あるいはよる温室効果ガス交換量測定値自体の持つ不確実性につ一圃場内の地形，水位，植生などの情報とアクセスの良いて説明する．次に温室効果ガス交換量の広域評価手法

さを考慮しながら 2 〜 5 点程度のサンプル採取地点を設とその結果の持つ不確実性について述べる．その上で，定することが一般的と思われる．N2O 観測を例にとれば，ガス交換量の広域評価の持つ問題点とその解決策につい

この値は対象地域において多くの地点で測定した N2Oての提言をおこなう．

フラックス値を用いて解析した結果によって裏付けられ

2. チャンバー法による温室効果ガス交換量
測定値の不確実性ているといえる．この裏付けとなる研究結果を以下に紹

チャンバー法（Rolston, 1986）は現在最も広く採用さ

農耕地における N2O 交換量測定値の時間的・空間的介する．

れている大気−土壌ガス交換量定量手法のひとつであなばらつきが大きいことは観測初期から確認されておりる．この手法では土壌表面を容積 100cm3 〜 1m3 程度の（たとえば Duxbury et al., 1982），妥当な「代表値」をチャンバーで覆い，そのチャンバー内のガス濃度の上昇得るための検討がなされてきた．時間的なばらつきにつあるいは低下を経時的に観測することによって単位時間

いては自動測定装置などを用いて測定頻度を上げることあたりのガスフラックス（流束）を得（図 1（i）），その値によって解決が試みられてきた．チャンバー法において

1

手動で長期間観測を実施する場合，1 回 / 週かそれ以下

National Institute for Agro ‒ Environmental Sciences, 3 ‒ 1 ‒ 3
Kannondai, Tsukuba, Ibaraki 305 ‒ 8604, Japan.
Corresponding author ： 片柳薫子，1 独立行政法人 農業環境技術研究所
2012 年 12 月 10 日受稿，2013 年 2 月 28 日受理
土壌の物理性 123 号，101 ‒ 108（2013）の頻度でサンプリングがおこなわれる場合が多い．しかし，たとえば Butterbach-Bahl et al.（1997）や Akiyama
et al.（2000）は自動開閉式のチャンバーを用いることによって 2 時間あるいは 4 時間毎の観測を可能にした．一

土壌の物理性 第 123 号（2013）

102

Fig. 1 農林地生態系における大気−土壌間の温室効果ガス交換量の観測とそれに基づく広域評
価のスキーム．

縦軸にこのセミバリアンスγ（ ）を，横軸にラグをとり， そ れ ら の 関 係 を 表 す セ ミ バ リ オ グ ラ ム（Semivariogram）を描くことによって空間依存性は解析される．セミバリオグラムは様々な形状を採るが，一例として図 2 を示す．図 2 のようにあるラグ

でセミバリアンスγ（ ）が最大値を示す場合，そのときのラグをレンジ（range），最大値をシル（Sill）という．

より詳しい解説については矢内・小崎（2000）を参照さ
れたい．さて，もし測定値が図 2 のようになり，シルとレンジが得られるならば，空間依存性を示しているといFig. 2

える．つまりレンジより短いラグにおいてデータは連続

セミバリオグラムの模式図．

的に変化しており内挿が可能であるということを意味する．そしてこのレンジの範囲内の距離間隔で観測することによって少ないサンプルでより精度の高い圃場代表値

方，空間的な代表性の評価については，空間統計学的なを得ることが可能になる．この仮説に基づき，前述の手法（Webster and Oliver, 2001）を用いたばらつきの評

Folorunso and Rolston（1984）は無植栽の堆肥施与およ

価が試みられた．ここでいう空間統計学的手法とはセミび無施与の圃場に 3 × 30 m（1981 年）および 3 × 36 m

バリアンス（semivariance, γ（ ））という統計値を用い（1982 年）の細長い区画をとり，区画の長辺と平行な直て値の空間的な分布・不均一性を評価する手法である．

線上に 2 m（1981 年）あるいは 1 m（1982 年）間隔でチャだけ離れた測定値 （ ）ンバーをおいて N2O フラックスを測定し，空間分布を）の全ての組み合わせ （ ）の差の二乗平均評価した．その結果，たとえ 1 m の測定間隔でもレンセミバリアンスγ（ ）は距離と （であり，その距離での値のばらつき程度を表す．セミバリアンスγ（ ）は以下の式で表される：

ジが得られないことが明らかとなった．また，Velthof
et al.（1996）は採草地および放牧地（各 80 × 96 m）を各々 8 等分し，その中に設置した 3 × 6 m のサブプロッ

γ（ ）=

1
2（ ）

（ ）

Σ［ （ ）− （ + ）］2

=1

トにおいて 1 m 間隔で N2O フラックスを測定し，空間分布を評価した．彼らの結果では採草地は 6 m 以下のレンジを示し，放牧地ではレンジが得られないことが明らかとなった．以上の 2 報は単一の土地利用を持つ圃場

このときγ（ ）はセミバリアンス， はラグ， （ ）は距離だけ離れた値の全ての組み合わせ数である．

を対象として調査がおこなわれたが，筆者らはこのセミ
バリオグラムを用いた空間依存性の解析をより広い範囲

広域評価特集

解説：実測値に基づく農林地生態系ガス交換量の広域評価

103に適用した．畑地・採草地・放牧地・森林からなる約
500 ha の流域において土地利用を区別せずに 2000 m の‒2

3. 8 × 10‒
1. 5 × 10 1‒
4. 9 × 10 1
2. 2

体積
m3

‒

1. 6 × 10 3
‒3
4. 1 × 10‒
2. 2 × 10 3‒2
1. 3 × 10‒2
2. 1 × 10‒
1. 0 × 10 1

ライントランセクトを設定してガスフラックス（CH4,
N2O, CO2）を 測 定 し， セ ミ バ リ オ グ ラ ム を 作 成 し た（Katayanagi and Hatano, 2005）．ここで前述の文献と異なり，土地利用を区別せずに 2000 m という長い距離での観測をおこなったのは，複数の土地利用を含んでい‒2. 5 × 10 1‒
1. 5 × 10 1‒
8. 1 × 10 1
1. 4

‒2

面積
m2

1. 1 × 10‒
3. 1 × 10 3‒2
4. 3 × 10‒
1. 3 × 10 1‒2
7. 1 × 10‒
6. 1 × 10 1てもなおレンジが得られるなら，土地利用毎に代表値を得るよりも少ないサンプル数でより正確に広域評価をおこなうことが可能であるという仮説に基づいている．しかし，2 回の測定をおこなった結果，1 回目は N2O が

0. 15
1. 00
0. 60

0. 14
0. 15
0. 25
0. 15
0. 35
0. 17

高さ
m

173 m，CO2 が 778 m のレンジを示したが，CH4 ではレンジを得られず，2 回目はいずれのガスもレンジが得られなかった．以上の結果より，時期によってはガスフラッ

0. 50
0. 30
0. 90

短辺
m

クスが空間依存性を示さないことが明らかとなり，「妥
当な」年間値を得る上で，空間依存性の考慮は効果を持たないことが明らかとなった．

0. 50
0. 50
0. 90

長辺
m

空間依存性の考慮が簡易で正確な代表値の算出に貢献しないことが明らかになったため，空間依存性評価に用いたデータに基づき，ガスフラックスの代表値を同定す

0. 12
0. 20
0. 24
0. 40
0. 30
0. 88

直径
m

る 上 で 最 低 限 必 要 な 測 定 反 復 数 も ま た 試 算 さ れ た．
Folorunso and Rolston（1984）の結果では 95 % の確率

塩化ビニル
塩化ビニル
塩化ビニル
ステンレス
ステンレス
ステンレス

アクリル
アクリル
ポリカーボネート
ポリカーボネート

無植栽
採草地・放牧地
サトウキビ
森林
森林・草地・畑地−

森林
水稲
野菜（にんじん）水稲の直線上において堆肥施与区で 356 点，無施与区で 320
点のサンプルが必要であると試算された．Velthof et al.
（1996）の結果では同じ確率で同じ誤差範囲内に平均値が入るためには 375 〜 1240 点のサンプルが必要であると試算された．筆者らも同様に試算をおこなった結果，
N2O については同じ確率および誤差範囲では 1 ヘクター
ルあたり 1907 点（1 回目）あるいは 2784 点（2 回目）のサンプルが必要であると試算された（Katayanagi and
Hatano 2005）．これほど大量のサンプルをチャンバー法
によって測定することは事実上不可能と考えられる．
以上の必要最低サンプル数の追求に併せ，従来おこな−
イギリス
オーストラリア
日本
日本
−

ドイツ
インド
日本
日本
Butterbach-Bahl et al. 1997
Pathak et al. 2005
Akiyama et al. 2000
Minamikawa et al. 2012

われてきたサンプリング地点を数カ所とした評価法の持Folorunso and Rolston 1984
Velthof et al. 1996
Huang et al. 2011
Nishina et al. 2009
Katayanagi and Hatano 2005
Rolston 1986

つ誤差範囲の程度も試算された．Folorunso and Rolston（1984）の試算では，3 点のサンプリングの場合，堆肥区

長方形チャンバー

国
文献

円筒形チャンバー

Table 1

チャンバーの形状および材質の例．

植生

材質

で± 10 % の誤差範囲内に平均値が入るためには 36 m

では± 110 %，堆肥無施与区では± 100 %，Velthof etal.（1996）の試算では 7 〜 30 点で± 50 %，Katayanagi
and Hatano（2005）で報告されている観測値を用いて試（土壌水分率によっ算した結果では CH4 は 5 点で± 60 %て区別できるホットスポットを除いた場合），N2O は 5点で± 80 % であった．
以上の結果より，空間依存性の考慮はガス交換量の見積もり精度を改善せず，サンプリングを容易にせず，サンプル数を可能な限り増やしても誤差範囲は狭くならないことが明らかとなった．そして，現状の数反復から反復を増やす根拠はなく，数反復でサンプリングをおこない得られた代表値は広い誤差範囲を持っているという認識を持っておくことが重要と結論すべきと考えられた．
温室効果ガスの空間分布に関する近年の研究では，階層ベイズモデルを条件付き自己相関（conditional autore-

土壌の物理性 第 123 号（2013）

104

gressive; CAR）モデルと共に用い，マルコフ連鎖モン‒‒

F： 施肥窒素量（kg N ha 1 yr 1）

テカルロ（Markov Chain Monte Carlo; MCMC）法を用いて事後分布を推定している．たとえば，Nishina etが根拠となっている．この関係式はマメ科作物栽培圃場

al.（2009）が傾斜のあるスギ林に設定したライントラン

を除く畑地あるいは草地における N2O フラックスの通セクト（65 m）において 5 m 間隔で N2O を測定した事例，

年観測値（＝積算ガス交換量 ; 図 （1 ii））20 点に対してそあるいは Huang et al.（2011）がサトウキビ圃場においの圃場への施肥量を説明変数とした回帰式であり，このて 5 m × 5 m の格子点 25 点で通年観測した事例などが式における 0. 0125 が排出係数にあたる．排出量算出の挙げられる．いずれの論文においても，当該手法を用い必要を持ちながら独自の排出量算定方法を持たない国やることによって，N2O フラックスに影響を与える土壌

地域は，現在もこの排出係数を利用している．この関係

水分率と地温の時空間的な不確実性を定量的に反映した式を発展させたものとして対象地域独自の排出係数を算

ガス交換量の推定を実現している．

出し，広域評価をおこなう方法がある．この方法におい

しかし，簡易かつ精度の高い「広域評価」への試みとても Bouwman（1996）と同様，対象地域においてガス

しては，次に述べるデータベースとプロセスベースモデ

フラックスを観測し，ガス交換量と施肥量との関係式かルを用いた広域評価が現在は主流であるといえる．

ら排出係数を算出し，その排出係数を用いて総ガス交換

3. ガス交換量の広域評価
ガスフラックスの広域評価では，以上に述べたチャン

量を計算する．当該方法も広く用いられており，我が国の総 N2O 交換量算出にも用いられている（Akiyama etal., 2006）．

バー法によってガスフラックス（図 1（i））の経時変化を

以上の 2 つが代表的な広域評価手法であるが，これら観測し，栽培期間あるいは年間のガス交換量積算値（図に対してより簡易かつ正確に排出量を見積もるツールと

1（ii））を求め，その得られた積算値（＝代表値）を基にしてプロセスベースモデル（図 1（c））に期待が集まってして対象地域全体の総ガス交換量（図 1（iii））が計算さいる．プロセスベースモデルは生態系を構成する様々なれる．代表値を用いた広域評価手法は大きく分けると 2

物質動態機構に関する研究事例を基に，物質動態機構のつある．ひとつは Schimel and Potter（1995）が Mea-

数学モデルを多数組み合わせることにより記述されたモ

sure and Multiply method と命名した方法であり，こデルである．水田における CH4 交換量および畑地におこ で は 代 表 値 法 と 呼 ぶ こ と に す る（ 図 1（a））．こ のける N2O 交換量の予測については近年 DeNitiriﬁcation-

Schimel and Potter（1995）の方法における広域評価手順
は概ね（1）地表タイプ （ は植生，土壌，生態系，あるDeComposition（DNDC）モデル（Li et al., 1992; 1994）と呼ばれる作物 ‒ 土壌系の炭素窒素動態を予測するプロ

いは生物群系に基づく類型番号）の範囲内でガスフラッ

セスベースモデルが広く利用されている．DNDC モデ

クス

を測定し，
（2）得られた

表面積に地表タイプ の持つ

ルは土壌・植生・気象・圃場管理情報をインプットデー

を乗じたうえで，（3）（2）を に関して総和す

タとしてまず土壌の理化学性，土壌中の炭素窒素動態，

る，の 3 段階からなる．

作物生育を計算し，その計算によって得られた地温・土‒この方法を用いた総ガス交換量定量の一例として，我壌水分・pH・Eh・溶質（NH4+, NO3 , 溶存有機態炭素なが国の水田由来 CH4 排出量算定方法について示す．水ど）量を用いて，脱窒・硝化・発酵（≒メタン生成）を田由来 CH4 の見積もりにおいて，対象地域（= 日本全体）計算する．当該モデルと地理情報システムとの組み合わは圃場の水管理（常時湛水・間欠灌漑）・土壌タイプ・

せは土壌・気象に関する地理情報も考慮したより精度の有機物施与（稲わら施与・堆肥施与・無施与）によって高い温室効果ガスの排出量予測法になると期待され，世分類される．間欠灌漑水田における有機物タイプと土壌界各国で同モデルを用いた見積もりが試みられている．

タイプの組み合わせ別の代表値（＝栽培期間中の積算

たとえばインドにおいては Pathak et al.（2005）が稲作

CH4 放出量）があるため，この値に日本全体の水田面積，

地域からの CH4, N2O, CO2 放出量を DNDC モデルで予全水田面積に占める間欠灌漑水田の割合，土壌種別面積

測 し， 地 球 温 暖 化 指 数（Globa l Warming Potential;

割合，有機物の種類別施与実施面積割合を乗じて，各組GWP）の見積もりを評価した．インプットデータとして，

み合わせからの CH4 排出量を算出し，全ての組み合わ

県単位の土壌データ（有機態炭素，pH，粘土含量，乾せにおける放出量を合計して総排出量を算出する（温室燥密度），アメリカの国立気候データセンター（National

効果ガスインベントリオフィス（GIO），2012）．

Climatic Data Center; NCDC）から得た気象データ，イ

も う 一 つ の 手 法 は 排 出 係 数 法（Emission Factor

ンドの農業統計・FAO のデータベース・既往の報告か

method; 図 1（b）
）である．この方法において，N2O 交

ら得た土地利用データが用いられている．中国では Li

換量は施肥量と N2O フラックス代表値の関係に基づき

et al.（2005）および Zhang et al.（2009）が広域評価を見積もられる．この方法は Bouwman（1996）が示したおこなった．Li et al.（2005）は中国全土の水田における炭素蓄積量と CO2, CH4, N2O 排出量に対する水管理の関係式：

影響程度の試算をおこなった．インプットデータとしてE = 1 + 0. 0125 × F

はアメリカ大気研究センター（National Center for At‒‒

E： N2O 放出量（kg N2O−N ha 1 yr 1）mospheric Research; NCAR）から得た気象データ，中広域評価特集 解説：実測値に基づく農林地生態系ガス交換量の広域評価

105

国のデジタル土壌図，Frolking（2002）がリモートセンに必要なだけのプロセス群を構成主体としている．そのシングデータから作成した 0. 5°の解像度の土地利用図

ため実際には存在するプロセスがモデルには組み込まれを用いた．Zhang et al.（2009）は 1982 〜 2000 年の中ていない場合があり，実証されていない仮説が組み込ま

国太湖地域における CO2, CH4, N2O 排出量と GWP を試れている場合もある．モデルを開発する，あるいは改良算した．試算は地域の 13 の気象観測所における観測値，する研究者は実測値や文献から情報を集めてモデル改良

1：50, 000 デジタル土壌図，中国科学院地理科学資源研に取り組んでいる．

究所所有の土地利用情報を用いておこなわれた．Lugato

もう一つの不確実性はモデルによる広域評価値の検証

et al.（2010） は 衛 星 デ ー タ MeteoSat 2 nd Generation

過程において生じる．前章において，DNDC モデルに（MSG）に基づく気象データ，1 km メッシュのデジタ

よる広域評価の報告例を示したが，多くの事例はガスフ

ル土壌図（SPACE-2），1 km メッシュの土地利用と圃場

ラックスの日変化レベルでの予測の正確さについて言及

管理データ（CAPRI データベース）を用いてイタリア全していない．多くの場合，一地点あるいは数地点から得土の農耕地由来 CO2, CH4, N2O を見積もり，耕起方法をた，誤差範囲の不明確な観測結果を用いて検証しており，

慣 行 法 か ら 省 耕 起 に 変 え た 場 合 の 影 響 を 評 価 し た．

これに相応して，国・地域規模の放出量評価の予測精度

Butterbach-Bahl et al.（2004）はドイツの Saxony 地方

もまた，未確定である．例えば Li et al.（2005）は中国の農耕地と森林からの N2O および一酸化窒素の放出量

全土の水田における CO2, CH4, N2O 放出量に水管理が及を地域の 18 の気象観測所における観測値，4 km メッ

ぼす影響を評価しているが，単一地点における単年の誤

シュのデジタル土壌図，統計データ（COR-INE データ

差範囲の定かでない観測データを用いて検証をおこなベース）と DNDC モデルおよび森林生態系用に開発さい，経時変化パターンの類似性のみを根拠に，予測精度れた PnET-N-DNDC モデルを用いて定量した．

は十分であったとみなし，中国全土の見積もりをおこ

4. 広域評価の問題点と解決策
ここでは以上に挙げた広域評価の問題点を述べた上で筆者が考える解決策を提案する．

なっている．Yu et al.（2011）も Li et al.（2005）における検証結果を引用して DNDC モデルは十分な予測精度を持つとして広域評価をおこなっている．Pathak etal.（2005）は日単位の経時変化を示さず，通年の結果のまず，代表値法および排出係数法を用いた広域評価手

精度のみを議論した上で広域評価をおこなっている．無法について，これらは簡易に排出量を推定するのに極め論，広域評価値について，年間での放出量の推定値が目て有効な方法と考えられる．一方，2 章で述べたとおり，的であるならば，放出挙動の日変化の不考慮に由来する

多様なチャンバーで，観測条件の同一性の確保がなされ問題は少ないと考えられる．しかし，前述したようなガていない状況で測定された瞬時値を基に地点毎の代表値

ス交換量自体の不確実性を考えると一地点で得た誤差範を評価し，これを以て広域評価を実施している．よって，

囲の不確かな観測値を基準としてモデルを検証すること

地点毎の代表値の誤差に由来する不確実性（ここでは真は，モデルによる計算値に大きな不確実性が伝播するこ

値が不明な状況における値のばらつきであると定義）がとになるといえる．

大きい．それに加えて N2O や CH4 の交換量は地域ごと

以上，モデルを用いた広域評価の不確実性二点を挙げに異なる気象条件や土壌タイプ，作物種・品種・圃場管たが，これらの不確実性を含むとしても，プロセスベー

理の違いなどにより変化するが，実際に代表値法で用いスモデルを用いたガス交換量の広域評価は他の手法に比られるガス交換量あるいは排出係数を求める際に用いらべて予測精度の確実な向上を期待できると考えられ，プ

れるガス交換量は，観測対象となる地域も地点数も共にロセスベースモデルによる広域評価手法の発展が，ガス限定される．よって，観測対象地域・地点数の限界によ

交換量予測における今後の不確実性低減に向け，最も有り，導かれる広域評価値の空間代表性が大きな不確実性

望と考えられる．プロセスベースモデルを用いたガス交を伴うこととなる．これらの不確実性を低減するための換量の広域評価にあたり，まずは前述のような報告例を方法として，観測頻度を増やす，あるいはガスフラック

原型とみなすのがよいのではないだろうか．そもそも，スの誤差の要因によって対象地域をより詳細に分類し，モデルを用いた広域評価をおこなう際，モデルを動かす

分類された各地域について代表値を求め，広域評価に反ために必要なデータを含むデータベースの探索・入手，

映する，等の解決策が挙げられる．しかし，時間・労力・およびデータベースとモデルとを結合するためのシステ

費用の実際的な投入可能量に対し，期待できる精度改善

ム開発をおこなう必要があり，場合によってはデータの度合いが小さくなる懸念がある．

ベース構築に関わる研究者に情報の整備を促す必要があ一方のプロセスベースモデルによる広域評価は，代表る．しかし，一度，計算の原型が構築できれば，その結値法や排出係数法に比べると少ない観測値で定量精度を果を参考にした対象地域区分法の再検討や，観測地点の改善できる可能性があるといえる．現段階で残る不確実

新規追加による既存評価値の検証を通じ，当該広域評価性として，以下の二つが考えられる．まず，モデル自体の精度改善が可能となる．つまり，原型を構築し，このの不確実性がある．生態系の物質動態を予測するプロセ

原型を元にしてさらなる検証を実施して改版していくとスベースモデルは，生態系に含まれる全てのプロセスをいう考え方が広域評価の不確実性を低減するにあたって記述したものではなく，モデル制作者の当面の目的達成有効であると考える．

土壌の物理性 第 123 号（2013）106

改版をおこなうにあたっての提案を，以下に三点述べは時間・労力・出費を伴い，また精度改善程度の評価がる．第一に，モデルを改良するにあたって，モデルを扱困難である．それに対して，プロセスベースモデルを用う研究者は観測で得られた物質動態メカニズムをよく理いた方法は現状では不確実性が高いながらもデータ提供

解した上で慎重にモデルに取り入れていく必要がある．

者と連携しながら改良を進めることによって予測精度向モデル研究者は，現地観測研究者に対し，自分の必要と上の可能性があり，かつベイズ推定をとりいれることにする種類の実測データや既往事例に見られない実測デー

よって観測値とモデル両方の不確実性評価が可能になる

タの取得と提供を要望する場合がある．しかし，モデルことから，今後は更にプロセスベースモデルとデータ

研究者−現地観測研究者間の信頼醸成の観点から，モデ

ベース，ベイズ推定を組み合わせた広域評価と不確実性

ル研究者は要望に偏るばかりではなく，現場観測への参の評価が広く浸透していくであろう．

加が推奨される．モデル研究者による現場観測への参加

謝辞

は，また，モデル研究者がモデルの実際性向上に必要な情報を収集する観点からも，有意義と考えられる．

本稿の執筆にあたりご意見を頂いた櫻井玄博士（農環第二に，検証後は，提供データの解析結果やモデルの研）および仁科和哉博士（国環研）に深く御礼を申し上

予測結果から考えられる仮説のデータ提供者への積極的げます．また，査読者の方には原稿の改訂において多くなフィードバックが研究加速の上で重要である．フィーのご尽力を頂きました．この場を借りて厚く御礼申し上

ドバックに関し，具体性・実践性の高い事例として De

げます．

Bruijn et al.（2009） が 挙 げ ら れ る．De Bruijn et al.
（2009）は土壌が凍結融解する際に観測される土壌からの N2O 放出について，CO2, N2O および NO フラックス
測定値と土壌中の硝酸態窒素濃度，アンモニウム態窒素
濃度でモデルを校正した後，3 つの仮説（1）土壌凍結あるいは積雪がガス拡散を抑制し，土壌中の嫌気的な環境（2）凍結にを作り，脱窒による N2O 生成を増加させる，よる微生物の死滅によって易分解性有機態炭素と窒素が土壌に供給され，その炭素窒素が微生物の成長と凍結融（3）脱窒において解時の活発な N2O 生成を引き起こす，
N2O を N2 に還元する酵素が他の酵素より低温に敏感に反応する（活性が低下する）ため，低温条件下では（N2O
N2O が脱窒の最終生成物となる，から N2 への還元が遅れ）を立ててモデルに組み込み，N2O フラックスの予測精度の改善程度を比較している．彼らの結果においては 3 つ
のうち
（1）
と
（2）
の 2 つの仮説の組み合わせが N2O フラッ
クス予測精度を改善することが明らかとなったが，この仮説をさらなるモニタリングによって検証できればモデルのさらなる精度改善が望めると期待される．
第三に，モデルを用いた広域評価においても，用いるモデルの検証においても，ガスフラックス観測値の含む不確実性を踏まえる必要がある．その不確実性の定量においては前述のベイズ統計を用いた評価が有効である．
Wang and Chen（2012）はそのレビューにおいて温室効果ガスのモデリングにおけるモデルパラメーター，モデル構造，インプットデータの不確実性の分析のための枠組みを提示している．彼らの提案する枠組みではベイズ推定によってモデルのパラメーターとインプット変数に変動を明示的に組み込み，MCMC 法を用いて事後分布を求め，パラメーター自体と目的とする値の不確実性を推定することを提案している．

5. おわりに代表値法（ Measure and Multiply method）と排出係数法（Emission Factor method）は簡易で現在最も広く利用されている広域評価手法であるが，精度改善に

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旨

農耕地由来の微量温室効果ガスであるメタン（CH4）および亜酸化窒素（N2O）の圃場スケールにおける測定方法として，チャンバー法とその測定値の持つ不確実性について解説した．さらにその測定値から広域における年間放出量を求める手法である代表値法（ Measure and Multiply method）および排出係数法（Emission Factor method）を用いた計算方法，およびプロセスベースモデルを用いた計算方法について説明した．そして，評価値の広域化の際に含まれる不確実性について言及し，より簡易かつ
正確に排出量を見積もるツールとして期待されるプロセスベースモデルとそのガス交換量予測値の持つ不確実性について言及し，その不確実性を改善するためのアプローチについて述べた．

広域評価特集
解 説109
Lectures., March 2013, Vol. 123, 109 ‒ 116

陸域プロセスモデルによる広域の土壌ガス交換推定：現状と課題
伊藤昭彦 1
Broad-scale evaluation of soil gas exchange with process-based models: current status and problems
Akihiko ITO1

（2002）， 土 壌 炭 素 モ デ ル に 関 す る 解 説 と し て 横 沢 ら

1. はじめに（2005）などを参照されたい．例えば，土壌における炭土壌と大気との間の微量ガス交換は，グローバルな物

素動態（および大気との CO2 交換）の最も基礎的なプ

質循環の中で重要な役割を果たしており，現在進行しつ

ロセスモデルとして，下記のようなものを挙げることがつある地球環境変動にも深く関係している．特に温室効できる：

果ガス（GHG : CO2，CH4，N2O）収支において，土壌は量的寄与の大きい放出源となっており，将来の大気中温=

室効果ガス濃度および気候変動の予測において無視でき

− ・

（1）

ない要素となっている．気候変動に関する政府間パネル（IPCC）は各種土地利用からの温室効果ガスエミッショ

ここでは土壌（有機）炭素量， は枯死物供給量，ン／リムーバルを推定する際のガイドラインを提示しては分解率， は時間を表す．つまり，土壌という系のいるが，最も簡便な概算法（Tier 1）として単位面積か

時間変化を，植物からの供給と微生物による分解というらの放出量に関するデフォルト値を使用するものを挙げ２つのプロセスの結果として表現しており， ・ている．そして，より高度な評価法（Tier 3）として，機物分解から発生する CO2 フラックスにあたる．とこ

空間的に詳細なデータに基づくモデルやインベント

ろで，プロセスモデルでないモデルももちろん存在してリー・地理情報システム（GIS）を使用し，経時変化をおり，それには経験的（統計的）モデルや現象論的モデ

追跡可能で，品質管理や検証を経たより信頼性の高い方ルといったものがある．例えば，土壌炭素量を温度や降法を挙げている．このような微量ガス収支の現状把握，

雨量との回帰式で表せばそれは経験的モデルであり，土さらに適切なシナリオに基づく将来予測を行うには，物壌炭素蓄積過程を生物の成長曲線に用いられるロジス

質動態に関する各種の生物地球化学的プロセスを考慮しティック式で表せばそれは現象論的モデルとみなせる．

たモデルを構築し使用する必要がある．本稿では，土壌

プロセスモデルは，扱う諸項が基本的には物理化学的・のガス交換（フラックス）を推定するプロセスモデルの生物的に規定されたプロセス（物質の移動や化学反応な基礎を解説した後，広域スケール評価における現状と問ど）であり，環境要因に対する応答がプロセス毎に設定

題点を議論する．

されており，モデル中で使用するパラメータ（プロセスを特徴づける媒介変数，式 1 では

2. プロセスモデルが有がそれにあたる）に意味付けがある，といった特徴がある．そのため，系

一般にはプロセスモデル（process-based model，または mechanistic model）とは，対象となる系の挙動をの中で進行している現象を理解しやすく，現在と異なる条件下での予測性が高いという利点がある．

個別の過程（プロセス）に分解し，それぞれを決定する

現在開発されている多くの陸域プロセスモデルは，式諸要因や相互の関係性を取り入れた数式で記述したもの

１とは比べものになら無いほど複雑化している．すでにである．生態系のプロセスモデルと言った場合は，水や式１で明らかなように，土壌炭素量そして CO2 フラッ

炭素・窒素といった物質・元素について，生態系中でのクスは，土壌単体で決定されるわけではなく植生からの移動や質的変化を記述したモデルを指す場合が多い．生枯死物供給（ ）を考慮する必要がある．多くの場合で態系プロセスモデルに関する解説として小松・橋本
1

National Institute for Environmental Studies,
Onogawa 16 ‒ 2, Tsukuba, Ibaraki 305 ‒ 8506
Corresponding author ： 伊藤昭彦，1 国立環境研究所
究センター
2012 年 12 月 10 日受稿，2013 年 2 月 19 日受理
土壌の物理性 123 号，109 ‒ 116（2013）の時間変化も同時に考慮する必要があるため，土壌ガ
ス交換の推定が目的だとしても，植生のコンポーネントを含めた「生態系モデル」の形をとることになる．プロ

地球環境研

セスモデルの草分けの一つである Century モデル（例えば Parton et al., 1988）も，土壌モデルから出発し，後に植生部分を追加して生態系モデルに発展した．
また，

土壌の物理性 第 123 号（2013）

110

式１では土壌全体を単一のプールとして扱っているが，かし，現在の陸域プロセスモデルは，土壌呼吸を高精度

そのような扱いが可能な土壌は稀で，ほとんどの場合はに再現するには至っていない．これは，式１から分かる

分解率や温度・水分条件が異なる複数のプールから構成

ように土壌炭素量されている．そこで，し，分解率を細分化して式１を連立方程を再現できていないことでもあるを正しく設定できていないことが原因の式とし，それぞれ流入と分解のプロセスを計算すること一つである．多くのモデルにおいて分解率になる．例えば２つの成分に分ける場合，土壌上部のリとなる条件下での値

ター層（
1

と

時に

1

率

1
2

）と腐植層（2）に分割し，それぞれ分解

で分解が進み，枯死物は先ずの一部が腐植化して

2

1

0

は，基準

を，諸要因による影響を考慮して増減させることで求めている．例えば：に入り，同に移動する，といった

=

0

・（ ）
・（ ）

（2）

改変が考えられる．加えて，分解の速い・遅い腐植や化学組成，倒木などの粗大有機物，土壌微生物を分けて扱のようになり，（ ）と （ ）はそれぞれ温度，水分条

うことなど，どんどん細分化することもできる．しかし件に応じた増減率を示す応答関数である（その他にも窒現在のところ，土壌をいくつのプールに細分化すべきか，

素濃度による基質の影響などを設定するモデルもある）．

またプール間の物質移動をどう表現すべきか，についてこれらの環境応答を示す関数の設定は，モデル開発者のモデル研究者で共通の見解は得られていない（伊藤 ,判断に委ねられており，研究要素である一方で，実用的

2002 など参照）．不均質系である土壌中に混在する各には推定不確実性の原因ともなる．

プールの存在量や分解率を決定することは非常に困

微生物および根呼吸は，実測的には温度上昇に対して難であり，細分化したからといって一概に推定の信頼性

加速度的に増加することが観察されているため，（ ）が高まるわけではない．またここでは，土壌学者と生物には指数関数（10 ℃の上昇に対する増加率 Q10 をパラ

地球化学的モデル研究者とで，土壌に対する見解の相違

メータに設定）や Arrhenius 型関数（無機化反応の活があるように思われる．土壌学では土壌層位は最も重要

性 化 エ ネ ル ギ ー を 設 定， 例 え ば Lloyd and Taylor,

な項目の一つであるが，プロセスモデルの場合，ごく詳

1994）が使用される場合が多い．しかし，パラメータ値

細なものでも A 層や B 層といった層位を考慮する，あの設定によって推定結果が大幅に変わることが問題とるいは予測することはほとんど無い．まして，土壌タイなっている．Q10 値は 2. 0 が典型的な値とされ多くのモプを特徴付ける集積層や洗脱層を考慮することは皆無に

デルで採用されているが，広域的に得られた情報に基づ近い．このように土壌学的研究で得られている膨大な知

く推定では Q10 ＜ 2. 0 の結果が多く得られている．前述

見のうち，モデル研究に活かされているのはごく一部にの Bond-Lamberty and Thomson（2010）による研究で止まっている．また，系への理解が深まるほどに様々なは，過去の全陸域の温度変化と土壌呼吸の上昇率に基づ

要素や関係性を取り入れられることは，プロセスモデルの長所でもあるが，同時に止めどなくモデルが複雑化す

い て，Q10=1. 5 が 示 唆 さ れ て い る． ま た，Mahecha etal.（2010）は，渦相関法による大気 ‒ 陸域間のフラックる危険性や，理解不十分なプロセスの導入が大きな不確

ス観測（FLUXNET）から得られたデータを解析し，実要因となり得ることを，常に念頭に置いておくべきだ

Q10=1. 4 ± 0. 1 を得ている（ただし生態系全体の呼吸についてであることに注意）．グローバルな陸域モデルやろう．

3. プロセスモデルを用いた GHG 評価

大気 CO2 濃度などのデータから Q10 値を逆推定した研究もいくつかある．例えば Ise and Moorcroft（2006）

陸域プロセスモデルは，近年の地球環境問題への注目，

は土壌炭素分布を再現するようモデルの温度依存性を最生態系に対する理解の深化，膨大な計算を可能にするコ

適化した結果，全陸域の Q10=1. 37 を得ている．Zhou et

ンピュータの発展，などの要因により飛躍的に進化しつal.（2009）も同様な手法により平均的 Q10=1. 72 と推定

つある．ここでは主に広域スケールでの土壌 GHG 交換している．大気 CO2 濃度変動からの逆推定では，Knorrに焦点を当てて，プロセスモデル研究における近年の注

and Heimann（1995）や Kaminski et al.（2002）は生態

目すべき進展をいくつか挙げてみる．

系全体の呼吸について Q10=1. 5 を最も適合性が高い値と3. 1 二酸化炭素（CO2）している．このような広域推定の結果と対照的に，現地

土壌表面からの CO2 放出（土壌呼吸）は長年にわた観測ではしばしば Q10 ＞ 2. 0 の値が得られている．例える測定データが蓄積されており，フラックスにおける植ば Raich and Schlesinger（1992）は各地の観測から得物の根呼吸と微生物呼吸の寄与を分離する試みも多数行られた 46 件の頻度分布を示し，中央値として Q10=2. 4

われている．世界各地の観測データを集計した Bond-を得ている．また，Wang et al.（2010）は主に森林にLamberty and Thomson（2010）の研究によると，陸域‒おける実測データから 185 件の Q10 値を分析し，最頻値

全体の土壌呼吸量（2008 年）は 98 ± 12 Pg C y 1 に達として 2. 5 〜 3. 0，算術平均値として 2. 67 を得ている．

するという．これは工業活動など非生物起源排出量の約

これらの頻度分布からは，1. 5 程度の Q10 値が得られる

10 倍の規模である．しかも，彼らの分析によると最近ことはむしろ比較的少ないことが見て取れる．Q10 を 1. 5

20 年ほどの間に，陸域における土壌呼吸総量は平均しと設定するか 2. 5 と設定するかで，例えば + 3 ℃（21 世‒て年間 0.1 Pg C y 1 の割合で増加しつつあるらしい．し

紀中の典型的な気温上昇幅）に対する分解速度の応答は

広域評価特集

解説：陸域プロセスモデルによる広域の土壌ガス交換推定：現状と課題

111

それぞれ + 13 %，+ 32 % と顕著に異なるため，プロセ

プ的に示される Q10 値（2. 5 前後）で差が生じる原因をスモデルによる推定にとって大きな問題と言えるだろ

考えてみたい．ここで考慮に入れるべきもう一つの要素

う．

は，土壌から大気への CO2 フラックスの空間的な分布

このような Q10 値に関する不確定性を理解する一つのである．土壌呼吸（根＋微生物の呼吸）は全陸域で 68

鍵は，土壌分解の温度依存性に関するもう一つの議論に〜 98 Pg C y 1（ 例 え ば Raich and Schlesinger, 1992；あると思われる．土壌有機物には植物から枯死物として

Bond-Lamberty and Thomson, 2010）の規模に達する供給されたばかりの新しいものから，腐植として地下部と考えられるが，量的には熱帯地域の寄与が大きい．特に長期間留まっている古いものがある．このように土壌に熱帯多雨林は，通年，植生の生産力が高いため土壌へ中での古さが異なる土壌有機物は，温度変化に対する感の有機物供給が多く，高温多湿で分解が速やかに行われ度も異なっている可能性が指摘されていた．近年の議論るため，単位面積あたりの CO2 フラックスは非常に大の発端として，Liski et al.（1999）は古い土壌有機炭素

きい（例えば Saigusa et al., 2008）．一方で，メタ分析の分解速度は温度変化に対して感度が低いことを主張で示された Q10 の頻度分布は観測件数を基にしており，

し，また Giardina and Ryan（2000）は世界 82 地点のデー

フラックスで量的に重み付けされたものではない．過去

タを解析して各地の土壌炭素分解速度が温度条件にかかの実測研究は，中高緯度の先進地域で行われたものが多‒わらず一定に近いことを示した．これらは，将来の温度

く，従って頻度分布は Q10 値が比較的高い温帯・亜寒帯

上昇に対して，土壌炭素の大部分を占める腐植の応答がの傾向を反映しがちだった可能性がある．反面，グロー予想より鈍い可能性があることを示唆するものであっバルモデルや大気 CO2 濃度からの逆推定では，量的寄た．一方，Knorr et al.（2005）は土壌インキュベーショ

与は大きいが Q10 値の低い熱帯の傾向を反映しがちにな

ン実験のデータを簡単なプロセスモデルを用いて解析るだろう．つまり，現地観測と広域研究からは見かけ上し，難分解性の土壌有機物ほど高い温度依存性を示すとは異なる代表的 Q10 値が得られているが，必ずしも相矛いう結果を得た．しかし，それに対して Reichstein et

盾するものでは無く，現象のスケールの違いを注意深く

al.（2005a）はデータの選択や解析法に問題があるとし考慮することでかなりの程度まで整合的な理解が可能にて異議を唱えた．また Reichstein et al.（2005b）は，温なる．またこれは，従来のプロセスモデルで行われてい度依存性パラメータ（Q10）は測定を行った土壌深度・たように Q10 あるいは活性化エネルギー値に一律の値を期間・水分条件に対しては比較的安定（トウヒ林土壌で設定するのではなく，基質や環境条件の違いを考慮する

Q10 = 2. 7）であり，土壌表層にある（つまりより新しい）必要があることも示唆している．ただし，前出の Mahe-

易分解性の有機物の温度応答が量的に卓越することを主cha et al.（2010）のように，フラックス変動における短張している．さらに Fang et al （2005）は，森林・草地・

周期成分については Q10 値が温度条件やサイト間で有意耕作地で採取した土壌のインキュベーション実験によな差がなく，植物からの光合成産物（呼吸基質）供給がり，易分解性と難分解性の土壌有機物では温度応答性に強い変動要因となっていることを示す研究もあり，今後差はないという結果を得た．このように土壌有機物におの更なる検討が必要であろう．

ける温度応答性について，異なるデータに基づいて矛盾

次に水分依存性（式２の （ ））について簡単に説明

す る 主 張 が な さ れ て い た が，Davidson and Janssens

する．というのは，温度依存性以上にモデル間の表現法（2006）は化学反応の基礎に立ち返って整理を行った．

が異なっており，パラメータだけでなく用いる数式が異彼らは Arrhenius の化学反応式に基づいて，基質の活なっている場合が多いからである（例えば Reichstein

性化エネルギーと温度環境が異なった場合，分解におけand Beer, 2008）．一般的な傾向として，（他の条件が同る（見かけの）Q10 がどう変わるかを示した（Davidson

一であれば）ある適潤域で分解速度は最高を示し，それand Janssens（2006）の Box 1 Figure）．そこでは，活より乾燥しても過湿になっても分解は抑制される．この性化エネルギーが高い（難分解性，主に古い）有機物ほような土壌水分に対する応答特性を表すため，上に凸のどそして低い温度条件であるほど高い Q10 値が得られ，二次曲線や領域で区切った直線の組み合わせなどが用い

逆に活性化エネルギーが低い（易分解性，主に新しい）られてきた．Fallon et al.（2011）は 5 種類の生態系プ

有機物ほどそして高い温度条件にあるほど低い Q10 値がロセスモデルで使用されている水分依存性の応答曲線を得られることが示されている．これは，高緯度の低温で比較しているが，実測データのばらつきが大きいことも土壌有機物貯留量が多いサイトにおいて高い Q10 値が示あり，明確な結論は示されていない．土壌有機物の分解される（例えば Zhou et al., 2009）ことと矛盾しない．

速度が水分条件に依存するのは，微生物活性が影響を受逆に熱帯ではしばしば土壌呼吸の温度依存性が観測されけるためという説明もあるが，基質の利用可能性が影響にくい場合があるが（例えば Adachi et al., 2006），これされることが重要であろう．前出の Davidson and Jans-は温度の変動幅が小さく傾向が読み取りにくいだけでな

sens（2006）が指摘したもう一つの重要な点は，土壌分

く，高温条件下では分解反応の温度感度が低いことも理解の推定に基質制限をより直接的に考慮することの必要

由に含まれることが示唆される．

性であった．実際，これまでのプロセスモデルでは，式以上の議論を踏まえて，広域の情報からトップダウン

１に示されるように有機物プール（W）サイズに比例し的に推定される Q10 値（1. 5 前後）と実測からボトムアッて分解が進むという極めて簡単な仮定が置かれていた．

土壌の物理性 第 123 号（2013）112

Davidson et al.（2012）は，土壌中で微生物活動の直接や Potter（1997）によって，比較的簡便な（土壌深さ）について，方向の濃度勾配を考えない）モデルによって推定が行わ

Michaelis-Menten 式に基づく制限要因を考慮した定式

れていた．最近の陸域プロセスモデルでは地下水位と土化を提示している．

壌中での生成・消費を考慮したよりメカニスティックなの基質となる可溶性有機炭素（ ）と酸素（

2

推定法が採用されている．その代表的なものの一つに
・

=

+

2

・
2

+

（3）
2

Walter and Heimann（2000）の CH4 発生モデルがある．
基本的には，以下の式を解くことによって CH4 収支が
得られる．

ここで

max

は最大分解率，とはそれぞれ可溶性有機炭素および酸素に対する Michaelis-Menten 定数を表す
（ただし
濃度

max

と

は温度依存）．ここで土壌水分は，基質

∂
∂

（
=
4 , ）

∂
∂

∂

［ （） ∂4（4 , ）+ （ , ）+ （ , ）+ （ , ）+ （ , ）］に影響を与えることで分解速度を

と酸素濃度

（5）

変化させる．このように，従来の観察に基づく経験式よりもメカニズムに踏み込んだ定式化が模索されている．

ここでは物理的な拡散，は気泡による輸送，

3. 2 メタン（CH4）は植物の通気組織を介した輸送， はメタン生成，

土壌における CH4 フラックスは，大きく分けて湿地・

メタン酸化を表す．ここでは土壌深さ方向の次元（z）

水田におけるメタン生成からの放出と，森林・草原土壌を持つ多層モデルが使用され，各層について上式を数値におけるメタン酸化による吸収から成る．陸域全体では，的に解くことになる．地下水位は動物からの放出，火災起源の放出，あるいは植物体からよび拡散係数を変化させることでの放出が加わるが，依然として土壌は大きな寄与を果た

このようなメカニスティックなモデルを構築する試みはしている．プロセスモデルにおいては，湛水して嫌気的

いくつかあり，例えば Zhang et al.（2002）は酸化還元条件になる湿地・水田部分とその他の酸化的条件にある電位の影響を明示的に考慮するモデル（Wetland-DNDC）

土壌を分けて扱うことが多い．CH4 の酸化吸収フラックを提示しており，Wania et al.（2010）は凍結・融解を）は濃度勾配に沿ったガス拡散を示す以下の式

考慮した湿原の水収支とメタン生成を扱うモデル（LPJ-ス（

で表される．

および

は

の分布お

に影響を与える．

WHyMe）を開発している．これらのモデルを通じて，土壌中の CH4 動態に関する物理的プロセスはかなり精

4

=

4

（4）

4

緻化されてきたが，依然として生物的プロセスに関する不確実性は大きいと考えられる．例えば植物の通気組織を介した輸送について，植物の種類や根の分布をモデル

ここでは拡散係数， は土壌中での深度を表す．
と濃度勾配

そこで，拡散係数/の実用的な 推 定 法 が い く つ か 提 案 さ れ て い る．Ridgwell etal.（1999）は，に取り入れることはなお難しく，大幅に簡単化された経験的な方法で考慮されている．
広域スケールの CH4 収支を推定する研究は，近年盛について土壌水分（空隙率）と温度

んに行われるようになっており，モデル間の相互比較研の影響を考慮した経験式を提示している．また，濃度勾究（例えば WETCHIMP，Melton et al., 2013）も実施

配に影響を与える土壌の CH4 酸化能についても，土壌されている．例えば Ringeval et al.（2010）は，植生動

水分・温度・窒素要因を考慮した推定式を提示している．

態モデル（ORCHIDEE）に湿原からの CH4 放出に関す

しかし，彼らの方法で推定すると，沙漠などの乾燥地でるスキームを導入し，季節変化や経年変化の再現を試み

非常に CH4 酸化吸収速度が高く推定されるという問題ている．また，Patra et al.（2011）は大気輸送拡散モデがあった．Curry（2007）はその点を改良し，新たな土ルに，陸域プロセスモデルによる CH4 フラックスを入壌水分への応答関数を与えることで，より観測事実と整力し，大気 CH4 濃度変動の再現性について検討を行っ合的な推定法を提示している．Del Grosso et al.（2000）ている．広域評価を行う上では，CH4 発生源となる湿地も広域の CH4 酸化フラックス推定法を提案しているが，や水田など氾濫原の分布を正しく与えることが重要であ

その構造はより簡便で，大まかな植生タイプと土壌水分・る．2000 年代までは，土地被覆図に基づく平均的なマッ

温度条件の経験式から正味フラックスを求めるものであプ（例えば Matthews and Fung, 1987）が用いられてきる．Ito and Inatomi（2012）は陸域プロセスモデルに 4たが，近年では人工衛星によるマイクロ波観測により，種類の CH4 酸化フラックス推定法を組み込み，グロー

地表の湛水部分を時系列的に把握できるようになった．

バルな結果を比較したところ空間分布には手法間で大きそのデータを用いたプロセスモデルによる CH4 放出推な差が生じていたが，合計量としてはいずれも 25 〜 35

定が行われている（例えば Ringeval et al , 2010, 2012）．

‒1

Tg CH4 y であった．

広域の CH4 収支に関して特に興味深いのは，大気プロセスモデルによる湿地・水田からの CH4 放出量

CH4 濃 度 に 見 ら れ る 顕 著 な 経 年 変 動 で あ る（ 例 え ば

推定は，近年盛んに行われるようになっている．2000

Dlugokencky et al., 2003）．大気中の CH4 は，人為起源

年代までは研究例はわずかであり，Cao et al.（1996）

放出の増加などにより 1980 年代初頭まで着実に増加し広域評価特集 解説：陸域プロセスモデルによる広域の土壌ガス交換推定：現状と課題113ていたが，それ以降は顕著な鈍化を示し，そして 2008

れを用いた N2O フラックスの推定誤差につながるため，年前後から再度上昇する傾向を示している．陸域は，湿各プロセスに関する理解をより深化させてモデルに反映‒‒

地が 100 〜 230 Tg CH4 y 1，水田が 30 〜 60 Tg CH4 y 1と大きな放出源になっていることから，陸域放出量の増
減による寄与について研究が行われている（例えばRingeval et al , 2010； Kai et al., 2011）．このような傾させていくことが必要であろう．

4. 広域評価における課題
4. 1 基礎データの拡充

向を正しく再現できるかどうかが，プロセスモデルの試

土壌あるいは生態系のプロセスモデルを用いた広域評金石となるであろう．しかし総じて，陸域の広域的な価を行うには，適切な入力データを整備することが先ず

CH4 収支に関する研究は歴史が浅く，モデル検証も十分重要である．入力データには，気象要素，土地被覆，地では無い．最近まで，実測データは主にチャンバーを用

形・土壌特性といった基礎的なものに加え，大気中の微いた少数地点・短期間のものに限られていたが，新しく

量ガス濃度，窒素沈着量，耕作地における肥料・有機物

渦相関法を用いた計測機器が開発されており，今後はモ

投入量といった情報が必要な場合もある．このようなデル検証に使用できる連続観測データが飛躍的に増加すデータは，近年の地球環境問題に対応するモデル研究のることが期待される．

必要性を受けて，徐々に整備が進められているが，依然3. 3 亜酸化窒素（N2O）として高分解能・高信頼性なデータセットが確立される生態系における窒素循環を扱うプロセスモデルがこれには至っていない．例えば気象条件についても，測候所まで開発されてきたが，植物にとっての窒素制限や，河や人工衛星のデータと気象モデルを用いて再解析データ

川流出水における硝酸態窒素濃度の予報に主眼を置くモと呼ばれる全球データが作成されているが，分解能が粗デルも多かった．その場合，硝化・脱窒・揮散による大く（緯度経度 1 度以上）
，データセット間の差異も大き

気への窒素放出をまとめて総量さえ推定すれば十分なたいのが現状である．土壌に関しては，国際連合食糧農業

め，N2O フラックスを取り出して推定することはでき

機関（FAO）や国際応用システム分析研究所（IIASA）

ない．一方，温室効果ガス収支に焦点を当てるモデルもなどにより，Harmonized World Soil Database（HWSD）

開発されており，そこでは硝化と脱窒による N2O 放出が作成された．これは，世界各地の土壌プロファイルデー

を

と呼ばれる

タを基に，FAO 土壌マップと組み合わせることで，全leaky-pipe

またはhole-in-the-pipe

概念（例えば Davidson et al., 2000）に基づいて推定し球 1 km メッシュで土壌の各種特性値（砂 / 粘土組成，ている．つまり，土壌中の有機窒素がアンモニア態へとテクスチャー，炭素含有率など）を得ることができる．

無機化され，硝化，脱窒と一連のプロセスを経る間に，基礎となる土壌データの質や量にまだ不足があるとは言一部が N2O，NO，N2 として大気に漏れ出ていくと考え

え，このようなグローバルかつ高分解能なデータが利用る．そこでは土壌の温度，水分，pH などの条件に応じ可能になったことは，陸域プロセスモデルの利用にとったガス組成の変化が（多くの場合は経験的な方法で）考て大きなプラス材料である．実際に，HWSD の土壌炭

慮されている．例えば Potter et al.（1996）は CASA モ

素データは，陸域プロセスモデルのベンチマーキング・

デルを用いて陸域からの N2O 発生量を推定しているが，検証に利用されるようになっている．

ここでは硝化と脱窒を区別せず，土壌水分条件に応じて

4. 2 詳細さとシンプルさのトレードオフ

総 N ガス発生量における N2O・NO・N2 組成を変化さ

土壌は不均質かつ複雑な系であり，プロセスモデルはせる方法をとっている．また，窒素循環プロセスにより諸要素を漏れなく組み込もうとすれば，際限なく詳細化

踏 み 込 ん で， 土 壌 中 で の 嫌 気 的 領 域（anaerobic

していく宿命にある．その反面，現象のメカニズム理解

balloon）における諸反応を明示的に扱う DNDC（Li etには，多少厳密さを犠牲にしてもシンプルな（中身が理al., 1992）のようなモデルもある．概して，N2O に関す解できる）モデルが好まれる．また，現代の計算機パる広域評価例は CO2 や CH4 に比べ少なかったが，温室

フォーマンスを以てしても，広域評価においては必要部

効果ガス収支の全体量を考慮することが重視されてきた分を抽出して計算量を節約したモデルを用いることが現ことや，N2O は温暖化だけでなくオゾン層破壊にも関実的な場合も多々ある．プロセスモデルは，空間分解能，

係する物質であることが指摘されたことにより，今後よ

時間分解能，扱う物質・元素の数が増えるほど詳細化すり研究が盛んになることが予想される．広域推定の例とるが，CO2 モデルの項で述べたように，どの程度の細分

して，Werner et al.（2007）は DNDC モデルを用いて化が必要十分かについてはコンセンサスが得られていな

熱帯多雨林（アマゾン，赤道アフリカ，東南アジア）かい．詳細なモデルはより多くのパラメータを含むが，特‒らの N2O 放出量を 0. 88 〜 2. 37 Tg N y 1 と見積もってに広域評価において，パラメータ値を適切に決定するこいる．ただし窒素循環モデルには，プロセスとしての理とは重要かつ困難を伴う（代表的パラメータの一つであ解が依然として不十分な要素が多い．例えば，生物的窒る Q10 の例については前述した）．近年では，観測デー

素固定の量は，非常に簡単な経験式（Cleveland et al.,タの更に高度なモデル利用法について各分野で模索され1999）で推定される場合が多いが，熱帯では大幅に過大ているが，陸域および土壌のプロセスモデルにおいても，評価している可能性が指摘されている（Cleveland et

各種のデータ同化手法を用いたパラメータ最適化など新al., 2012）．このような窒素循環モデルの不確定性は，そしい試みが始まっている（例えば Vargas et al., 2011）．

土壌の物理性 第 123 号（2013）114

深度方向の細分化については，湿地における CH4 放など様々な分野の知識を統合する必要がある，というこ

出のモデル推定においては地下水位変動が大きな影響をとであった．本稿では，現在のプロセスモデル研究の一及ぼすことから，多層モデルの使用が一般的になりつつ端を紹介したが，まだこの分野の歴史は浅く，克服すべある．一方，森林・草原・耕作地における CO2 発生にき課題が多く残されていることがお分かりになったと思

ついては，表層部の土壌有機物が大きな寄与を持つという．特に，モデル推定の不確実性の問題は深刻で，そのう解析結果（Reichstein et al., 2005b）もあり，深部ま一因がモデル開発者の知識の不足・偏りにあることは否で含めた多層モデルの使用は一般的ではないが，いくつめない．この点は，モデル開発者と土壌肥料学を含む各か の 試 み は 行 わ れ て い る（ 例 え ば Braakhekke et al.,

分野の研究者がさらに緊密に連携し共同研究を進めるこ2011）．土壌多層モデルの利点としては，地表から土壌とで，克服できる部分が多いのではないかと考えている．

深部までの温度・水分環境の勾配を直接考慮できること

その一方，プロセスモデル研究を行う過程で得たものもや，炭素含有量（場合によっては同位対比）などの鉛直多かった．それはモデル開発を進める上で必然的に各分勾配を実測データと比較検証可能な点が挙げられる．

野の勉強をすることになったことはもちろんであるが，計算を行う時間の刻み幅（ステップ）はどれくらいが

例えば気候モデルとの結合を通じて地球システムの視点適切であろうか．土壌の多層モデル，特に CH4 など土が拓けたことや，生態系サービス評価への応用を通じて

壌中でのガス拡散を扱うものは，層の厚さや拡散係数に

人間社会とのつながりを再認識させられたことも含まれもよるが，数値計算を安定的に行うために数分以下の短ている．本稿が，プロセスモデルに関する理解と研究促

時間ステップをとることになる．一方，森林や草原にお進に役立つことがあれば幸いである．

ける土壌炭素の蓄積過程をシミュレートする場合は，1日以上の時間ステップで十分だと考えられている．ただし前述した土壌分解の温度依存性は，非線形の（指数関数的な）応答を示すため，日平均気温を用いて計算した
場合と，日内の温度変化を考慮して逐一計算した場合では若干結果が異なる．また，計算時間ステップを短くとることで，降雨・凍結・融解といった不連続な現象の影響（例えば Kim et al., 2012）をより適切に考慮することができると期待される．ただし，入力する気象データの精度や計算負荷の問題も同時に考慮すべきである．
4. 3 特殊な土壌への対応
広域を対象とすることで，いわゆる通常の土壌とは異なった性質を持つ，特殊な土壌が範囲に含まれる場合がある．例えば永久凍土や泥炭の物質動態は，一般的な土壌のプロセスモデルでは表現することが困難である．従来の陸域プロセスモデルでは，そのような土壌は分布面積が限られていることもあり，特別な扱いはしてこなかった．しかし，地球環境問題に関して研究が進み，永久凍土や泥炭地が大きな GHG 放出源になる可能性が指摘されると，それらを表現するモデルが必要とされるようになった．例えば，前出の LPJ-WHyMe は，永久凍土を含む土壌多層モデルによって夏季の活動層の出現とそこからの CH4 放出をシミュレートしている．一般に凍土や泥炭地では，土壌物理プロセスについて他の土壌より精緻な扱いが必要とされるが，それは計算量の増大を伴うものである．そのため，森林・草原や耕作地には
従来のモデルを適用し，凍土・泥炭地については対象となる領域のみを切り分けて専用モデルを適用する方法がとられる．

5. おわりに
私は 10 年以上にわたって生態学の観点から，陸域プ
ロセスモデル研究に携わってきた．そこで実感として得たのは，生態系のプロセスモデルを開発するには生態学の世界に閉じていてはだめで，土壌学・植物学・気象学

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旨陸域プロセスモデルを用いた広域スケールでの大気−土壌間フラックスの評価に関して，温室効果ガス（CO2，CH4，N2O）を中心に解説した．地域〜全球スケールで用いられるプロセスモデルの概要を説明し，土壌呼吸，CH4 酸化吸収，CH4 生成放出，N2O 放出について推定法の概略を示した．現在の広域スケー
ル評価における問題点として，基礎データの拡充，モデルの詳細さとシンプルさのトレードオフ，特殊な土壌への対応を挙げ，考察を行った．
キーワード：温室効果ガス，炭素循環，窒素循環，大気−陸域相互作用広域評価特集論 文., March 2013, Vol. 123, 117 ‒ 124

Original Paper

土壌情報閲覧システムを活用したわが国の農耕地作土層中の炭素・窒素賦存量の試算
高田裕介 1・レオン愛 1・中井 信 1・小原 洋 1・神山和則 1
Estimation of carbon and nitrogen content in surface horizon using Soil Information Web Viewer
Yusuke TAKATA1, Ai LEON1, Makoto NAKAI1, Hiroshi OBARA1 and Kazunori KOHYAMA1

Abstract ： The digital cultivated soil map and the Basic Soil - Environmental Monitoring database are oneof the most important soil information in Japanese agricultural land. These soil information can be browsed
on Soil Information Web Viewer which is provided
by National Institute for Agro-Environmental Sciences.
In this study, we estimated carbon and nitrogen content of soil surface（0 − 14cm）in Japanese agricultural land using these soil inventories, and we also evaluated spatio-temporal variation of soil carbon andnitrogen content during 1979‒1998. Organic soil groups
and Andosol groups showed high carbon and nitrogen‒content（Mg ha 1）in surface horizon. And, the temporal variation of soil carbon content was maintained
constant in paddy fields, and it increased in orchard
and grass land. On the contrary, soil carbon content in
upland ﬁelds was decreased. And, soil nitrogen content
in all land use type was gradually increased, and soil
carbon and nitrogen ratio was tended to decrease in
all land use type. Total soil carbon and nitrogen stockof surface horizon in Japanese agricultural land had
peaked at 235 Tg C and 19.0 Tg N during 1984‒1988,
and these had decreased to 218 Tg C and 18. 4 Tg N
during 1994‒1998. The spatio-temporal variation of soil
carbon and nitrogen stock did not coincide with theﬂuctuation of agricultural land area.

1. はじめに土壌の安全保障（Soil Security）を通して食の安全保障（Food Security），温暖化の緩和・適応や土壌劣化防土壌の特性や分類群の空間的な分布状況を示す基盤情報である．現在わが国において，全国をカバーし，かつ，
市町村レベルでの土地利用や営農指導に活用できる中縮尺のベクター型デジタル土壌図は農耕地土壌図（5 万分の 1 縮尺）だけである．この農耕地土壌図は，農林水産省が実施した地力保全基本調査（1959−1978 年に全国の農耕地において 25 ha に 1 点の間隔で土壌断面調査を実施）の成果である土壌図をデジタル化したものである．
この農耕地土壌図は農耕地土壌分類第 2 次案によって320 の土壌統に分けて分布域が描かれている．
わが国の土壌情報の内，時間軸で整理された情報の中で重要なのが土壌環境基礎調査（1979 年〜）データベースである．この土壌環境基礎調査とは，時間経過に伴う地力変化とこれに係わる要因を把握する目的で農林水産省により実施されたものである（中井，2008）．本調査には基準点調査と定点調査がある．とくに定点調査では，全国の主要な土壌を代表する約 2 万地点の農地を対象として，土壌の理化学性が 5 年ごとにモニタリングされてきた．また，モニタリング圃場では，耕作者への土地管理に関するアンケート調査が行われ，土地管理状況別に
土壌理化学性の変化を地目別や土壌の分類単位毎に把握できる．この膨大な土壌情報は，地力増進のための土壌診断基準値の設定，持続性の高い農業生産方式導入のための減肥指針の策定などの基礎情報として活用されてきた（安西ら，1999）．定点調査の結果の一部は 2008 年に冊子「土壌保全調査事業成績書」としてまとめられ，関係機関等に配布されている（農林水産省，2008）．

止などの学際的な課題を克服することが世界的にも望まこれらの空間軸と時間軸に分けられて整理された土壌

れている（FAO，2012）．これらの今日的な課題に取り情報は，近年，インターネット上で公開され，様々なレ組むためには，持続可能な土地利用の実現を目指していベルのステークホルダーが土壌情報を利用できる環境がる様々なレベルのステークホルダーに土壌情報を広く利整った．本研究では，わが国で公開されている農耕地土用してもらうことが重要となる（FAO，2012）．

壌情報の利活用手法の一例を示すため，農業生産および持続可能な土地利用の実現の鍵となる土壌情報は一般

環境科学の両側面から期待が大きい全国農耕地の作土層

的に 2 つの軸（空間軸と時間軸）に分けて整理されてい中の炭素および窒素の賦存量について試算することを目ることが多い．空間軸として重要なのが土壌図であり，的とした．さらに，空間軸と時間軸によって整理された土壌情報を組み合わせることにより，作土層中の炭素お1National Institute for Agro-Environmental Sciences,
3 ‒ 1 ‒ 3 Kannondai, Tsukuba, Ibaraki, 305 ‒ 8604, Japan.
Corresponding author：高田裕介 1（独）農業環境技術研究所
2012 年 12 月 10 日受稿，2013 年 2 月 20 日受理
土壌の物理性 123 号，117 ‒ 124（2013）

よび窒素賦存量および総量の時空間変動の解析を試み
る．

土壌の物理性 第 123 号（2013）

118

2. 材料および方法

土壌図の図示単位は土壌統群であり，320 の土壌統を 60の統群にまとめたものである．なお，農耕地土壌図につ2. 1 本研究で用いた農耕地土壌情報データベースの概要

いては GIS データの提供なども行っている．このシス

2. 1. 1 農耕地土壌図

テムには 2010 年 4 月の公開以降 2 年間で 100 万件を超地力保全基本調査の成果として 1970 年代に整備されえるアクセス数があり，公立の農業改良普及所や農業試た農耕地土壌図（縮尺 1/5 万）は高度経済成長期の農地

験場をはじめ，大学や民間企業などで土壌情報の活用がの拡張・改廃状況が反映されていなかった．農耕地土壌

広がっている（高田，2012）．さらに，「土壌情報閲覧シ

図の情報精度の鍵となる地目情報の更新が遅れたため，ステム」を iPhone でも利用できる「Soil なう（http：

土壌図の利活用が制限されてきた．そのため，高田ら//www.yushiomote.org/soilnow/）」がアップル・スト（2009）は地理情報システム（GIS）上で 1992 年に公表

アから無償でダウンロードできる．

された地目情報（ベクター型：第 3 次土地利用基盤整備
基本調査図，農林水産省作成）を農耕地土壌図（ベクター型）に反映させ，かい廃農地ポリゴン（多角形で示された領域）を一括削除し，拡張農地ポリゴンについては，

2. 2 作土層中の土壌炭素および窒素賦存量とその総量の算出手法2. 2. 1 作土層中の土壌炭素および窒素平均賦存量‒（Mg C ha 1）の算出

地形・土地利用・地質などの周辺環境の類似性を基に土土壌情報閲覧システムの作土層の理化学性データベー

壌統（農耕地土壌分類第 2 次案；土壌第 3 科，1983）をスを用いて，作土層の土壌炭素および窒素の平均賦存量

推定し，土壌統属性に土壌統コードを付与することでの算出を行った．農林水産省（2008）によると，全国の1992 年版全国デジタル農耕地土壌図を作成した．また，

水田，普通畑，樹園地および牧草地の作土層の平均値（単高田ら（2011）は同様の手法で 2001 年に公開された地

位： cm） は そ れ ぞ れ，14. 4（2 巡 目 ）〜14. 8（1 巡 目 ），目情報（第 4 次土地利用基盤整備基本調査図，農林水産

18. 7（2 巡 目 ）〜18. 9（4 巡 目 ），16. 7（4 巡 目 ）〜19. 0（1省作成）を用いて 2001 年版全国デジタル農耕地土壌図巡目）および 14. 0（2 巡目）〜17. 0（1 巡目）の範囲であり，を作成した．

地目や巡目毎に作土層の層厚は異なっている．そのため，

デジタル農耕地土壌図の各ポリゴンには，属性として同一の地目においても，巡目が異なると炭素および窒素

土壌統コード，地目名およびポリゴン面積が収録されて賦存量の経時的な変化を解析することは公開データのみ

おり，ESRI 社のシェープ・ファイル形式により都道府

からは難しくなる．本研究の目的は，公開されている土県単位で管理されている．

壌情報を用いて，作土層中の土壌炭素および窒素賦存量

2. 1. 2 作土層の理化学性データベース

や総量の経時的な変化（時間軸）を土壌の種類毎（空間定点調査は全国の主要な土壌を代表する約 2 万地点の軸）に解析することである．各地目の平均作土層厚の最農地を対象とし，土壌理化学性の変化などの土壌実態調

低値は水田および牧草地の 14 cm であった．そのため，

査と生産者への土壌管理実態調査（アンケート調査）に

14 cm，までの深さであれば，地目，土壌統群および定よって行われた．定点調査は同一地点において，5 年に点調査の巡目に関係なくほぼ均質に耕起されていると仮

1 度（1 巡目；1979−1983，2 巡目；1984−1988，3 巡目；

定し，本研究では，作土層の厚さを 14 cm に設定した．

1989−1993，4 巡目；1994−1998）行われた．土壌実態

ここで，炭素および窒素賦存量の算出を次式により地目調査の結果は「土壌保全調査事業成績書（農林水産省，毎の土壌統群別に行った．

2008）」としてまとめられており，作土層（第 1 層）の層厚，ち密度（以下全て作土層），仮比重，三相（気相・‒土壌炭素（窒素）賦存量（Mg C（N）ha 1）＝平均炭素（窒‒1液相・固相），pF 水分，pH，置換酸度（Y1），電気伝素 ） 含 有 率（kg C（N）kg ） × 仮 比 重 平 均 値（Mg

導度（EC），全炭素，全窒素，陽イオン交換容量（CEC），

m 3）× 0. 14（m）× 10,000（m2）‒置換性塩基，可給態リン酸，可吸態窒素，可吸態ケイ酸について，60 の土壌統群毎に地目別の平均値，中央値，

なお，定点調査でカバーされていない土壌統群と地目と標準偏差およびサンプル数が算出されている．

の組み合わせについては，地目の違いを考慮せずに，土2. 1. 3 土壌情報の公開とその利活用状況

壌統群のみで算出した作土層の炭素（窒素）含有率や仮農耕地土壌図および作土層の理化学性データベースに比重の平均値を用いた．土壌統群毎に算出した土壌炭素

ついては，（独）農業環境技術研究所がインターネット

および窒素賦存量の平均値および Table 1 の土壌統群毎

上 で 公 開 し て い る「 土 壌 情 報 閲 覧 シ ス テ ム（http://の分布面積を用いて，地目別に高次のカテゴリーである

agrimesh.dc.aﬀrc.go.jp/soil̲db/）」 に 収 録 さ れ て い る．

16 の土壌群毎に炭素および窒素賦存量の平均値を再集「土壌情報閲覧システム」とは，地理空間情報に関する計した．

専門知識をもたない利用者でもインターネット上で容易に土壌図を活用できるように Web-GIS を用いて構築さ

2. 2. 2 基準年における地目別の土壌統群分布面積の算出および作土層中の炭素・窒素総量の算出れたものである．利用者はインターネット上で住所や緯本研究では，5 年毎に行われた定点調査の基準年をそ

度経度情報などから容易に農耕地土壌図を検索・閲覧す

れぞれ，1 巡目；1981 年，2 巡目；1986 年，3 巡目；1991

ることができる．なお，本システムで閲覧できる農耕地

年および 4 巡目；1996 年と定めた．それぞれの基準年に

Table 1

定点調査の第 1 巡目から第 4 巡目までの調査地点数および農耕地土壌の土壌統群毎・地目毎の分布面積（千 ha）．

広域評価特集 論文：土壌情報閲覧システムを活用したわが国の農耕地作土層中の炭素・窒素賦存量の試算 119

おける炭素および窒素総量を算出するため，地目別の土

該年の地目別土壌統群分布面積を得た（Fig. 1）．4 巡目

壌統群分布面積を 1992 年版農耕地土壌図，2001 年版農についても，2001 年版農耕地土壌図と 1996 年度の統計

耕地土壌図および各基準年の「耕地及び作付面積統計（農値を用い，同様の手法で地目別土壌統群分布面積を算出

林水産省）」を用いて以下の手順で算出した（Fig. 1）．

した（Fig. 1）．

農耕地土壌図では，農道や水利施設なども農地として各基準年において，地目別の土壌統群毎の土壌炭素お描かれているため，農地面積を過大評価している．また，よび窒素賦存量と地目別の土壌統群毎の分布面積を掛け

地目情報は 10 年毎にデータ更新が行われていることか合わせることで，作土層中（14 cm）の土壌炭素およびら，基準年毎に地目別の土壌統群分布面積を算出するこ窒素総量（Tg）を算出した．

とはできない．そのため，定点調査 1 巡目，2 巡目および 3 巡目については，1992 年版土壌図から得た市町村

3．結果および考察

毎の地目別面積と各基準年の統計値との比を求め，この3. 1 作土層中の炭素および窒素賦存量の空間分布

比を土壌図による土壌統群毎の地目別面積に乗じて，当最も年次が新しい第 4 巡目について，作土層中の地目

土壌の物理性 第 123 号（2013）

120

Fig. 1 作土層中の炭素および窒素賦存量の算出方法のフローチャート．

Table 2 定点調査第 4 巡目（1994-1998 年）の各土壌群における地目別の作土層中の平均炭素および窒素賦存量および炭素／
窒素比．

毎の土壌群別に土壌炭素および窒素賦存量および炭素／和された有機質土壌グループでは，土壌有機物の分解が窒素比の平均値を Table 2 に示した．作土層の炭素賦存

遅 い た め， 炭 素・ 窒 素 賦 存 量 が 高 く な り（Batjes,

量は 13. 3（砂丘未熟土・普通畑）〜 132（泥炭土・牧草地）

1996），黒ボク土グループはアロフェンや活性アルミニ‒1

Mg C ha の範囲であり，窒素賦存量は 1. 12（砂丘未熟‒

ウムによる土壌有機物の分解遅延（Shoji et al., 1993;

土・普通畑）〜 6. 99（泥炭土・牧草地）Mg N ha 1 の範Shirato et al., 2004）により炭素および窒素賦存量が高囲であった．同一の地目で土壌群を比較すると，泥炭土，くなったと考えられた．

黒ボク土，多湿黒ボク土および黒ボクグライ土で作土層

炭素／窒素比の平均値は有機質土壌グループや黒ボク

中の炭素および窒素賦存量は高かった．また概して，同土グループで高く，赤色土や黄色土で低くなる傾向が認

一の土壌群では普通畑で低く，牧草地で高くなる傾向をめられた．赤色土や黄色土は樹園地として利用されるこ示した．

とが多く（Table １），その分布域は主に温暖な西南地

全耕地の土壌群毎の炭素および窒素賦存量の平均値は域であり，土壌生成年代も比較的に古い．化学肥料によ

砂丘未熟土，暗赤色土，赤色土および黄色土で低く，有る窒素投入量は茶畑で極めて高く，また果樹園において機質土壌グループ（泥炭土，黒泥土）および黒ボク土グ

も水田や普通畑に比べて高い傾向であった（Mishima et

ループ（多湿黒ボク土，黒ボク土，黒ボクグライ土）でal., 2010）．また温暖な地域で土壌生成年代が古くなると高くなった．Batjes（1996）は FAO/UNESCO の土壌

土壌の有機物分解程度は進行して土壌炭素・窒素比が低単位毎に表層下 30 cm の炭素および窒素賦存量の平均下することも知られている（Swift et al., 1979）．これら値を算出した結果，Regosols や Acrisols で低く，Histo-の要因により，土壌炭素賦存量に比べて窒素賦存量が相sols や Andosols で高かったことを報告しており，本研

対的に高くなった可能性がある．

究結果（Table 2）とも一致した傾向であった．水で飽Fig. 2 に第 4 巡目の作土層中の炭素および窒素賦存量

広域評価特集 論文：土壌情報閲覧システムを活用したわが国の農耕地作土層中の炭素・窒素賦存量の試算 121

Fig. 2 定点調査第 4 巡目（1994-1998 年）の作土層中の平均炭素賦存量（a），平均窒素賦存量（b），平均炭素／窒素比（c）および農耕地土壌図（d）．

の平均値，炭素／窒素比の平均値および農耕地土壌図を

83 ％および 70 ％である．

示した．北海道，東北地方東部，関東地方および九州地

3. 2. 1 水田

方の黒ボク土グループが分布する地域で炭素および窒素水田に特徴的な土壌群の平均炭素および窒素賦存量の賦存量が高かった．また，北海道の石狩地方および宗谷推移は類似した傾向を示し，平均炭素賦存量はほぼ増減

地方の一部地域で炭素および窒素賦存量が高かった．こが無く，平均窒素賦存量は第 2 巡目から第 4 巡目にかけれらの地域には泥炭土が分布しており，石狩地方では水て緩やかに増加していた．そのため，炭素／窒素比の平田として，宗谷地方では牧草地として主に利用されてい均値は第 2 巡目から第 4 巡目にかけて低下した．Leon

る．他方，中部・北陸地方や中国地方などのように褐色et al.（2012）は第１巡目から第 4 巡目までの水田への有森林土や低地土グループが優占して分布する地域では，

機質資材投入量の平均値が 7. 62 から 6. 49 Mg（生重）炭素および窒素賦存量は低かった．

ha 1 に 減 少 し て い る こ と を 報 告 し て い る． ま た，‒

3. 2 作土層中の炭素および窒素賦存量の経時的変化

Mishima et al.（2010）は同時期の水田への窒素投入量

Table 1 から水田，普通畑，牧草地および樹園地につと窒素持ち出し量を各種統計値から推定した結果，窒素

いて，分布面積が大きい上位 5 土壌群をそれぞれ選択し，投入量の方が多いことを報告している．水田のように嫌1 巡目から 4 巡目までの炭素および窒素賦存量と炭素／気的な条件下では土壌有機物の分解が他の地目と比較し窒素比の平均値推移を地目毎に Fig. 3 に示した．水田にて 5 倍程度遅くなる（Shirato et al., 2012）．そのため，

特徴的な土壌群は，多湿黒ボク土，黄色土，褐色低地土，水田への有機質資材投入量が減少しても炭素賦存量は変

灰色低地土およびグライ土であり，全水田面積の 86 %

化せず，窒素投入過多のため窒素賦存量が増加し，炭素を占める．他方，普通畑，牧草地および樹園地に特徴的／窒素比が低下した可能性がある．

な土壌群は，黒ボク土，多湿黒ボク土（または黄色土），

3. 2. 2 普通畑

褐色森林土，褐色低地土および灰色低地土であり，各地

普通畑における第１巡目から第 4 巡目までの有機質資

目内でのそれら土壌群の面積占有率はそれぞれ 79 %，材の平均投入量は 20. 9 から 14. 8 Mg（生重）ha 1 に減少‒

土壌の物理性 第 123 号（2013）

122

Fig. 3 作土層中の炭素賦存量平均値（上段），窒素賦存量平均値（中段），炭素／窒素比平均値（下段）の地目毎・主要土
壌群毎の時系列変化．

Table 3

わが国の農耕地作土層の炭素および窒素総量の時系列変化と耕地面積推移．

している（レオンら，2012）．この平均投入量は水田に地（飼料畑を含む）への有機質資材由来の窒素投入量を比べてかなり大きい値だが，黒ボク土や褐色森林土では

1985 年から 2005 年まで 5 年ごとに家畜飼養頭数などの炭素賦存量は減少傾向を示した．普通畑は通常，年に複統計値から推定した結果，投入量のピークは茶園では数回の耕起が行われており，好気的な条件が保たれるこ1995 年であり，果樹園では 1985 年から漸減していたととから，土壌有機物の分解が水田に比べてかなり速いこ

報告している．本研究では樹園地を果樹園と茶園に分けとが考えられる．そのため普通畑の炭素賦存量は有機資てはいないが，樹園地に占める茶園のサンプル数の割合

材の投入量の減少とともに低下した可能性が示唆されは 17 % 程度である．そのため，樹園地で土壌炭素賦存

た．他方，同時期の普通畑の窒素バランスは投入過多で量が第 1 巡目から第 4 巡目にかけて高くなるのは，有機あり（Mishima et al., 2010），窒素賦存量が増加傾向を

質資材の投入の影響よりも，不耕起の割合が高いことや，示した可能性がある．炭素賦存量の減少と窒素賦存量の草生栽培および落葉や剪定枝（Sekikawa et al., 2003）

増加傾向を反映して，普通畑で特にひろく分布する黒ボなどからの炭素投入が影響していると推察された．他方，

ク土および褐色森林土では，炭素／窒素比の減少傾向が樹園地の窒素賦存量の増加は同時期の窒素投入過多認められた．

（Mishima et al., 2010）によるものと思われる．なお，

3. 2. 3 樹園地

樹園地の炭素／窒素比は全ての土壌群で低下傾向を示し

Mishima et al.（2010）は，果樹園，茶園および牧草ていることから，化学肥料の施用による土壌中への窒素広域評価特集 論文：土壌情報閲覧システムを活用したわが国の農耕地作土層中の炭素・窒素賦存量の試算 123の蓄積の方が有機質資材や農地管理による土壌中への有の環境保全的な農地管理を行う上で重要な課題となるで機物の蓄積よりも相対的に速く進行していることが示唆

あろう．

された．

本研究では，公開されている土壌情報や GIS データ（農3. 2. 4 牧草地

耕地土壌図）のみを用いることで，作土層中の炭素およ

牧草地における炭素および窒素賦存量はいずれの土壌

び窒素の賦存量やその総量の時空間変動解析を全国ス群においても他の地目と比較して高い値で推移していケールで行った．今後，様々なレベルの研究者が公開さた． ま た， 牧 草地 へ の 有 機 質 資 材 投 入 量 の ピークはれている土壌情報を用いて，農耕地生態系における様々1985 年と 1995 年に認められているが（Mishima et al.,な土壌特性値の分布状況の広域的な解析ができるように2010），牧草地の炭素および窒素賦存量は，定点調査サなるだろう．また，土壌情報と気象情報や地形情報など

ンプル数が少ない多湿黒ボク土を除き増加傾向が認めらの他分野の公開 GIS データなどとも組み合わせることれた．

で，陸域生態系における様々な物質動態などを解析する

3. 2. 5 水田と畑（普通畑・樹園地・牧草地）との比較
普通畑，樹園地および牧草地の土壌炭素および窒素賦
存量の経時的な増減幅は水田と比較して大きいことが特徴的であった．特に普通畑および牧草地の多湿黒ボク土や牧草地の灰色低地土で本傾向は顕著である．これは，普通畑，牧草地および樹園地では，有機質資材の投入量
が水田と比較して多く（Mishima et al., 2012），さらに
作土層は好気的な条件下にあるため，土壌有機物の分解・蓄積量が水田と比較して相対的に大きく変動する可能性が示唆された．
3. 3 わが国の農耕地作土層中の炭素および窒素総量の時空間変動わが国の農耕地作土層中の炭素および窒素総量と全耕地面積の推移を地目別に Table 3 に示した．全耕地の炭素および窒素総量は第 2 巡目（235 Tg C および 19. 0
TgN） で 最 も 高 く， 第 4 巡 目（218 Tg C お よ び 18. 4
Tg N）で最も低くなった．一方，全耕地面積は第 1 巡目（5427 千 ha）で最も大きく 4 巡目（4979 千 ha）にかけて減少した．第 1 巡目から第 4 巡目までの地目別の炭素総量と農耕地面積の減少率を比較すると，普通畑を除く全ての地目で炭素および窒素総量の減少率が農耕地
面積の減少率を下回り，作土層中の炭素および窒素総量の推移は耕地面積の推移と必ずしも一致していないことが明らかとなった．このことから，適切な土壌管理によって，耕地面積の減少による炭素および窒素賦存量の減少を抑制できることが示された．また，いずれの地目においても窒素総量の減少率が炭素総量の減少率よりも下回ったことから，わが国の農耕地の作土層における炭素／窒素比は減少傾向にあることが明らかとなった．
Kimura et al.（2011）は，わが国において 1 年間に生成される作物残渣および堆肥由来の炭素総量をそれぞれ
6. 1 および 2. 3 Tg C と算出しており，その内 4. 9 および
1. 9 Tg C を農耕地に投入していると推定している．そのため，第 4 巡目において作土層中に蓄えられている炭素総量（218 Tg）は 1 年間に農耕地に投入される炭素量の 32 倍程度となる．また，年間で 1. 6 Tg C の作物残
渣および堆肥由来の炭素が未利用とされており，農耕地の作土層から 20 年間で失われた炭素総量（9 Tg C，すなわち 1 年当たり 0. 45 Tg C）を大きく上回っている．
未利用となっている作物残渣および堆肥由来の炭素資源を効果的に活用できるような農地管理体系の構築が今後ことが可能となるであろう．

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土壌の物理性 第 123 号（2013）

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旨

わが国の農耕地における土壌情報で特に重要なものがデジタル農耕地土壌図と土壌環境基礎調査データ
ベースである．本研究では，公開されている土壌情報の利活用の一例を示すために，土壌情報閲覧シス
テムに収録されている農耕地土壌図および作土層の理化学性データベースを用いて炭素および窒素賦存量の全国試算を行い，それらの時空間的な変動を解析した．作土層中の炭素および窒素賦存量の平均値
は有機質土壌グループおよび黒ボク土グループで高かった．また，炭素賦存量の主たる土壌群毎の経時変化は，水田で一定，普通畑で減少傾向，樹園地および牧草地で増加傾向にあった．他方，窒素賦存量の平均値は全ての地目において増加傾向であり，炭素／窒素比は減少傾向となった．作土層中の炭素および窒素総量は 235 から 218 Tg C へ，また窒素総量は 19.0 から 18.4 Tg N へと減少したが，農耕地面積の減少傾向とは一致しなかった．本結果は適切な土壌管理によって，耕地面積の減少による炭素およ
び窒素賦存量の減少を抑制できるということを示している．
キーワード：時空間変動解析，デジタル土壌図，炭素賦存量，窒素賦存量，土壌情報閲覧システム

広域評価特集解 説
125Lectures., March 2013, Vol. 123, 125 ‒ 128

広域評価の不確実性と可能性
木村園子ドロテア 1
Uncertainty and possibility of Regional assessment
Sonoko Dorothea KIMURA1

1. 広域評価の目的

2. 測定手法による制約

環境問題の多くは，発生源ならびに影響範囲が面的な物質循環における広域評価の最大の目的が，時空間的広がりを有するという特徴を持つ．温室効果ガスについな広がりにおける物質循環の把握であるとすると，そのて考えてみると明らかなように，温室効果ガスの影響は，最大の課題は，対象をいかに正確に測定するかというこ

そのガスが発生した地点のみに影響するのではなく，地とに尽きよう．現代は科学分析が躍進しており，様々な球全体の気候変動の要因となりうる．特に，農業生産活測定手法が開発されている．たとえば，純生態系生産物動に深くかかわる窒素は，酸化数がアンモニア（NH3）（NEP：Net Ecosystem Production）は，衛星画像の三の状態では−3，五酸化二窒素（N2O5）の状態では＋５次元解析によって，炭素の蓄積量の変化から測定すること変化し，様々な分子として存在するため，生態系内でとができる（Patenaude et al.，2005）．この方法の利点

様々なバイオジオケミカルなプロセスに関わり，形態をとしては，ある面的な広がりを外挿することなしに把握

変 え な が ら 広 い 範 囲 に 影 響 を 及 ぼ す（Galloway and

することができることであり，土地利用や植生の空間分

Cowling，2002）．農業生産現場では，窒素肥料として布を捉える上では最も有効な方法であるといえる．それ

施用したものが，施用した形態で施用した地点に残る割に対して，この方法の欠点は，対象地の上をめぐる衛星合は未だに多くの場合 30 ％程度と非常に小さく，空気の周期に影響されるため，高精度の画像を頻繁に得るこ

中，地下，横へと広がっていく（Deng et al.，2012）．

とが難しいことがあげられる．解析結果はある時点にお面を対象とした 2 次元的な広がりに加え，このような 3

けるスナップショットであり，土地利用等の変化は数か次元的な動きがどれぐらいの時間で生じているかを把握

月から数年単位の粗い時間軸でしか追うことができな

することも必要となってくる．したがって，物質循環にい．時間軸の問題は，航空画像等を使うことによりある

関する環境問題を扱う際，物質の動きを時空間的な広が程度解決することができるが，コスト面から考えるとまりを持って解析することが不可欠である．物質循環の時だ制約されている．

空間的な広がりの把握，それがすなわち広域評価である．

フラックスタワーでは，ボーエン比法，緩和渦集積法

近年，広域評価という概念が一般的に使われるようにや渦相関法により二酸化炭素のフラックスを測定するこなった．発生源を解明し，発生量低減策を講じることがとにより，NEP を非常に細かい時間軸で測定すること

環境問題の解決につながるとして，広域評価への期待がが可能である（Baldocchi et al.，2001）．時間の解像度高まっている．また，現状における環境問題の解析のみ

は数ナノ秒にまでおよぶ．いずれの手法にせよ，測定地

ではなく，将来における影響を予測することにより，環点は，植生の 2 倍以上の高さにあることが望ましいとさ

境負荷を最小にする成長シナリオを提案することも広域れており，通常，森林では数十メートルの高さに，草地評価に求められていることである．しかし，期待が高まや農耕地では 1 〜数メートルの高さに設置されている．

る一方，広域評価において得られた結果がどのような前測定地点の周辺は，平らであり，均一な植生があること

提において算出され，どの程度の一般性を有するか，まが測定結果の正しい解釈の前提となっている．必要とさたどの程度の不確実性を有するか等の特徴および問題点れる平らで均一な植生は，測定地点の高さにより 100 m

に関する検討および議論は未だ少ないように思われる．

〜数 ㎞ に及ぶ（Baldocchi，2003）．測定地点の二酸化本報では，特に物質循環に関する広域評価の不確実性に炭素濃度は，周辺の植生の上空の二酸化炭素濃度の平均

焦点を合わせて考察をしていく．

である．そのため，面としての平均値として扱えられる利点を有すると同時に，微小な土壌条件の違いや植物の1Tokyo University of Agriculture and Technology, Tokyo 183 ‒
8509, Japan.
Corresponding author ： 木村園子ドロテア，1 東京農工大学大学院
農学研究院
2012 年 12 月 10 日受稿，2013 年 1 月 25 日受理
土壌の物理性 123 号，125 ‒ 128（2013）

生育条件の不均一性等による空間変動を捉えることはできないという欠点を有する．
NEP に土壌条件を直接反映できる測定方法は，クローズドチャンバーやダイナミックチャンバー等を用いる測定手法で，生態学的手法と呼ばれる（Nakano et al.，

土壌の物理性 第 123 号（2013）

1262004）．チャンバーに植生を含めた測定では，NEP が直

ぴょう性を左右する（Kroeze et al.，2003）．データが接測定できるが，土壌呼吸のみを測定し，純一次生産物

不足している場合も多く，広域の対象全てを測定するこ（NPP：Net Primary Production）は，植物のバイオマとができないという制約も多くの場合存在する．また，ス量の変化より求め，バイオマス炭素量から土壌呼吸量

一番データの蓄積があるのが圃場レベルなのに対して，を差し引いて NEP とする例もよく見かけられる（Hu必要とされているのは広域レベルにおける推定であるたet al.，2004）．より直接的な値が得られるため，解釈がめ，圃場データを用いて広域を推定せざるを得ないこと

しやすい手法であると言えるが，この手法の問題点は，が，広域評価の結果を不確実にしている主な要因である

空間変動に強く影響されすぎることである．空間変動をと指摘されている（Williams et al.，2001）．圃場レベル

加味してある測定地点の代表性を確保するには，数多くのデータを広域レベルに使用するには，なんらかのモデの反復が必要であることが空間解析の研究により度々指ルを使用する必要があり，対象とする物質フローによっ摘されてきた．たとえば北海道の草地では亜酸化窒素のては，抜け落ちているプロセスがある可能性があるため放出量の場合，測定値が母集団の平均の± 20 ％以内にである．このような不確実性を反映して評価を行うこと

95 ％の確率で入るためには 6 月では 480 点，8 月にはが，近年，ますます重要になっている．

710 点 の サ ン プ ル 数 が 必 要 と な る（Katayanagi and

不確実性の定量化には，まず，パラメータの不確実性

Hatano，2005）．この数は現実的ではなく，3 〜 5 反復解析（parameter uncertainty analysis）がある（IAEA，で終わってしまうのが一般である．またチャンバーの新1989）．これは，インプットデータを変化させて，評価

たな設置による土壌のかく乱，チャンバーを設置し続け結果の変動幅を調べる方法で，感度分析（Sensitivity

たために生じるチャンバー内の土壌環境の変化等によAnalysis）ともいえる．モデルで使われている係数や構

り，測定地点の土壌条件も変化してくる危険が避けられ造の不確実性を扱うものではなく，使用するデータの不ないという欠点も有する．

確実性について評価するものである（Heywood et al.，

対象とする時空間スケールにより，方法だけでなく，

2006）．感度分析は不確実性の評価にしばしば使われる対象となるみかけの要因も変化する．たとえば，微生物が，モデルの構造に依存するため，評価結果はモデルのレベルでは，脱窒は酵素の活性を左右する酸素，基質と不確実性の評価であることを加味する必要がある．

なる硝酸態窒素，エネルギー源となる炭水化物の有無にモデルを広域で使用する際に注意しなければいけない

よって左右される（Lark et al.，2004）．圃場レベルとのは，モデルで使用されているプロセス式が，スケール

なると，酸素の有無は土壌水分状態に，硝酸態窒素量はに依存していないか，という点である（Finke et al.，

窒素の供給源としての施肥に，炭水化物は残さの管理法

1999）．前述のとおり，対象とするプロセスは，時空間や有機質資材の施用による炭素の供給量によって説明すスケールによって測定手法も抽出されるパラメータも変ることができる（Toma and Hatano，2007）．同一の土化するためである．たとえば，DNDC−Forest を異な地利用条件下の複数の圃場を含む中小域レベルでは，土るスケールで評価した結果，モデルはスケールに依存せ壌水分状態は土壌タイプによって影響され，窒素や炭水ず，ユーカリの生育を評価できることが示された（Miehle化物の供給量は，土壌条件の違いによる代謝分解過程にet al.，2006）．その一方，流域レベルの水分状態の変動

よって決まる（Mu et al.，2008）．広域レベルとなると，はスケールにより直線状に変化するわけではないため，

土壌タイプ，窒素や炭素の代謝分解過程は，地理条件，

水分状態の解像度により，結果が大きく影響されること土地利用や管理法，生物相，気候条件等の違いによってが示された（Heuvelink，1998）．使用するデータの空間

変わってくる（Tian et al.，2010）．微生物レベルでも，変動の精度が，広域評価結果の精度に最も影響するとい

広域レベルでも，脱窒プロセスを左右する基本メカニズ

うことは，他の研究例でも指摘されており（Heuvelink，

ムは同一であるが，それを決定づける要因は異なる因子

1998；Williams et al.，2001；Baginska et al.，2003），デーによって説明することができるのである．

タベースの精度が非常に重要であることがわかる．

このように，同じプロセスであっても，対象とするス
ケールにより，測定手法が異なり，測定される時空間的4. 不確実性が示す広域評価の可能性な広がり，その解像度，解析される要因が異なってくる．

不確実性は，誤差伝搬の法則（Freibauer，2003），可広域レベルでは，すべての現象や要因を測定することは能な最大値・最小値の範囲（Tonitto et al.，2007）また，不可能である．対象とするスケールの下位レベルで行わ

モ ン テ カ ル ロ シ ミ ュ レ ー シ ョ ン（De Vries et al.，

れた測定結果をスケールアップに使用する際，この点に2003；Kimura et al.，2007）などの方法により定量的に特に注意する必要がある．

把握することができる．しかし，不確実性を定量した結3. 不確実性の要因

果は，まだうまく生かされていないように思われる．たとえば，DNDC‒Region モデルで広域評価をおこなった

広域レベルの物質循環の定量的な把握には，様々な質場合，最大値と最小値を得ることができる．しかし，図のデータを使用しなければならない．前述のとおり，測示されるものは，一般的に平均値でしかなく，最大値・定手法による違い，測定における誤差，時空間の変動，最小値，変動幅のデータはおもてに出ることが少ない．

使用するデータの代表性といった要因が推定結果の信IPCC で求められる各国の温室効果ガス排出量の推定値

広域評価特集 解説：広域評価の不確実性と可能性

Fig. 1

127

広域評価をめぐる研究分野のネットワーク（Kimura et al. 2009 より改変）．

も，標準誤差を付けることが義務付けられているが（IPCC，2006），削減策の解析には変動誤差を含んだ議論はわずかしかない（Yan et al.，2009）．変動幅を出す
ことは，データを収集するうえでも，解析をおこなう上でも，非常に労力を必要とするが，それに対して得られる成果がそれ相応に使われないという事実も不確実性の把握に二の足を踏ませているようである．
変動幅には，平均値だけでは得られない情報が多く含まれている．たとえば，閾値を定めた場合，その閾値を上回る確率を求めることができる．イギリスで酸性化をもたらす窒素沈着を推定した結果では，48 ％の地点では，酸性化の閾値を上回るか下回るか不明であったのに対して，窒素負荷の閾値については 98 ％の地点が閾値を上回る確率が 95 ％以上と示され，窒素負荷の軽減が
緊 急 課 題 で あ る こ と が 示 さ れ た（Heywood et al.，2006）．また，広域評価モデルの結果より，モニタリン
グで必要とされるプロセス，測定が必要な項目を抽出することも可能である．
誤差範囲として示される結果の変動幅は，観測作業自体・サンプル保管状態や分析機器の感度といったものに影響を受けている可能性もあるが，解析段階では見落としている何らかの要因によって影響されている可能性もある．前者の場合には観測〜分析の手続きを精緻化したり，分析機器の測定精度を上げることが求められ，後者の場合は，さらなる調査によりその要因を明らかにしていくことが求められる．変動幅を含む結果は，今後どのような研究が必要であるかを暗示しているのである．広
域評価は，様々な研究分野のネットワークによって成立する（Fig. 1）．広域評価の必要性が増している今，研究分野間の連携を深め，結果の解釈方法，使用方法に不確
実性を定量的に含め，解析に反映していくことが，広域評価の結果の精緻化，ならびに，モニタリング手法の改善，新たな研究対象の発掘につながる研究リンクのカギとなるのではないかと考えている．

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要旨

物質循環に関する環境問題を扱う際，物質の動きを時空間的な広がりを持って解析することが不可欠であり，物質循環の時空間的な広がりの把握，すなわち広域評価が求められている．
広域評価では，まず，測定手法による制約が存在する．測定手法は，それぞれの手法特有の利点および欠点を有し，対象とする時空間スケールが限定される．どのスケールを目的とするかによって，手法を選ぶことが求められる．対象とする時空間スケールにより，測定手法だけでなく対象となるみかけの要因も変化する．広域レベルでは，すべての現象や要因を測定することは不可能であるため，対象とするスケールの下位レベルで行われた測定結果をスケールアップに使用する際，この点に特に注意する必要がある．測定手法による違い，測定における誤差，時空間の変動，使用するデータの代表性といった要
因は，広域評価の推定結果の信ぴょう性を左右する．その結果，生じる不確実性については，誤差伝搬の法則，可能な最大値・最小値の範囲，モンテカルロシミュレーションなどによって定量化をすることが可能である．変動幅には，平均値だけでは得られない情報が多く含まれており，今後の研究の発展へ結びつく可能性がある．広域評価の必要性が増している今，研究分野間の連携を深め，結果の解釈方法，
使用方法に不確実性を定量的に含め，解析に反映していくことが，広域評価の結果の精緻化，ならびに，モニタリング手法の改善，新たな研究対象の発掘につながる研究リンクのカギとなるのではないかと考えられる．
キーワード：不確実性，広域評価，窒素循環，炭素循環土 粒 子
土壌の音色
深田耕太郎 1

昨年の帯広の大会では，気相率の音響測定に関する論

まり，固液相は，測定装置やサンプラーと同じように，

文（119 号）を評価していただき，多くの方に励まして空気に接した壁になっている．これらがまったく振動しいただいた．改めて，皆様に感謝し，今後も音の世界とないというのは正確ではないが，測定には影響がない．

関わっていきたいと思う．

このような疑問を抱く理由はいろいろあると思う．著

論文は，土壌の物理性の読者の皆様にとって，慣れな者は，試料の中の空気が振動することが，今でも信じらい用語を多用したものとなり，表現も固かった．興味をれない．おそらく私たちは，土の中をイメージできない持っていただいた方に，難解な印象を与えてしまったか

ために，そこは何か特別なところだと思ってしまうのだもしれない．このコラムでは，少し楽に，音響測定法をろう．しかし，次の二つの事実に注目したい．まず，音紹介し，よく頂戴する質問にお答えしたい．また，初めの振幅は土壌の間隙径より小さくなれる．つまり，音かての方にとってのきっかけになれば，とても嬉しい．

ら見ると，土壌空気は振動できるくらいには広い．そし空のウイスキー瓶の口に息を吹きかけると音が出る．

て，水や固体と空気の界面において，音の垂直反射係数

パソコンとマイクを使ってその音を録音し，調べてみる

は 99. 9 % である．したがって，空気の音は，たとえ土と，ほとんど 1 種類の周波数の音が出ていることがわかの中であっても，ほとんどが空気を伝わっていく．

る．著者が 700 ml の瓶で試すと，130 Hz の音が出た．

二つ目の質問は，どれくらいの深さまで測定できるのピアノでいえば，1 オクターブ低いドに近い．次に，瓶かというものである．反射音は，大気と土壌の界面で生に水を入れて吹いてみると音が高くなる．これから，周じるため，求まる気相率は表面における値である．した

波数と瓶の体積が関係していることがわかる．したがっがって，深さはない．それでは，ウイスキー瓶の測定原て，周波数を測定して体積を求めようと思いつくわけで理と違うと思われるだろう．ウイスキー瓶は底のある閉ある．

鎖空間である．つまり，音が底面で反射して戻ることが論文で紹介した測定器は，長さ 1 m の塩ビパイプをできる．土の場合も，透過音波が土中で反射し，大気に土の上に置いたようになる．上記の瓶で例えると，首の戻ってくる場合には，ある深さまで測定しているとい

根元まで土を詰め，首を 1m だけ伸ばしたものといえる．

える．130 Hz の音を乾燥した鳥取砂丘砂に用いた場合，首を長くしたことで，空間が広がり，音がパイプの中をその深さはおそらく 10 cm に満たない．

行ったり来たりする様子をイメージできると思う．
音が土に当たるとどうなるのか？

しかし，透過音波が必ず戻るように容器の深さを決め

これは，光が空気ることは難しい．なぜなら，まさに求めようとしているからガラスへ入射する問題と似ている．光の垂直入射の気相率によって深さが変わるからである．そこで，ある

場合，入射光強度の 4 ％が反射され，96 ％は透過する．

程度の気相率範囲をカバーできるよう，容器をできるだ

透過光の速度と波長は 2/3 だけ小さくなる．

け短くし，周波数を低くするなどの工夫が必要となる．

例えば，130 Hz の音が乾燥した鳥取砂丘砂に垂直に入では逆に，容器を十分長くすることで，土中での反射

射すると，89 ％が反射され，11 ％が透過する．波長はを必ず消せるかといえば，そうでもない．測定してみる‒‒

2. 6 m か ら 28 cm， 音 速 は 340 ms 1 か ら 36 ms 1 ま で 小と，水分を含む試料は，ある割合で，土中での反射を示

さくなる．そして，透過音波は，1 波長進む間に消える．

すのである．つまり，音を反射する壁を観測できる．実

これらの数値は，気相率や通気係数に依存する．気相率

際にはそこに壁はなく，同じような湿った砂があるだけが小さいほど反射は大きく，土中での波長は短くなる．

である．このような音響測定の原理は，反射音に含まれる気相率や通気係数

有の性質なのだろうか．結局のところ，測定範囲の質問の情報を，周波数などから読み取るというものである．

には，まだはっきりとした答えを出せないでいる．

中途半端な

閉鎖空間は土壌に固この測定法に関していただいた質問は主に二つある．

ミミズは耳を持っていない．しかし，モグラの聴覚は

一つ目は，固相や液相が振動することで測定に影響しな発達しているらしい．どうやら，土の中にも音の世界がいのか，というものである．実験結果はこの可能性を否あるようだ．音がどのように伝わるのか調べることがで定している．もし，固液相の振動が影響するなら，気相きれば，土のことをもっとよく知ることができる．

率は過大評価されるはずであるが，そうはならない．つ1

島根大学生物資源科学部
2013 年 2 月 10 日受稿 2013 年 2 月 10 日受理
土壌の物理性 123 号，129（2013）

会 務 報 告Ⅰ . 2012（H24）年度

森昭憲

第 3 回編集委員会

渡辺晋生（委員 14 名中 14 名参加：成立）

開催形式：電子会議
日

山本忠男

議事内容

時：質疑応答・討論
2013 年 2 月 21 日〜 2 月 27 日

1．議題

採決

（1）編集委員長より提案のあった「土壌の物理性 123号｣ の発行計画が全会一致で承認された．

2013 年 2 月 28 日〜 3 月 4 日
出席委員：中辻敏朗

飯山一平

木村園子ドロテア

2．報告

古賀伸久

竹内晴信

永田修

（1）編集幹事より，現在の閲読の進行状況について

花山奨

早川敦

笛木伸彦

丹羽勝久
宮本輝仁

報告がなされた．

Ⅱ . 2011 年度会計収入・支出決算と会計報告⥄㩷㪉㪇㪈㪈㪅㩷㪋㪅㩷㪈⥋㩷㪉㪇㪈㪉㪅㩷㪊㪅㪊㪈

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131

Ⅲ . 2012 年度会計予算⥄㩷㪉㪇㪈㪉㪅㪋㪅㪈⥋㩷㪉㪇㪈㪊㪅㪊㪅㪊㪈

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Ⅳ . 2011 年度会計監査報告

Ⅴ．会員消息（2013 年 3 月 12 日まで，敬称略）

土壌物理学会

入会

学生会員

片野健太郎

退会

正会員

土屋

会長

波多野

隆介

殿

会計監査報告

一成

正会員

山村

善洋

2011 年度，土壌物理学会会計の収支決算書ならびに

学生会員

河原

まどか

関係帳簿類について，2012 年 10 月 25 日に厳正に監査

学生会員

工藤

祐亮

を行った結果，それらの執行は適正であり，提出の通り

講読

愛知県農業総合試験場東三河農業研

相違ないことを確認した．
土壌物理学会

究所
会計監査
現在会員数（2013 年 3 月 12 日現在）
正会員（国内）：285

正会員（海外）

：

6

シニア会員

：

7

学生会員（国内） ：27

学生会員（海外） ：

2

賛助

：

8

計

：

335

講読会員

：

合

：

小

計

44 機関 51 口
385

132

̶編 集 後 記̶
会員諸氏の手元にある本号（第 123 号）は，現編集委に鮮明にするために閲読の過程があり，その閲読を効果

員会が皆様にお送りする最終号である．一昨年春の新体的・効率的に進めるためのお手伝い（投稿者と閲読者と制発足から，何とかここまで辿り着くことができた．

の仲立ち）が編集委員会の役割だと思う．そこには，投今般の編集委員会では，和文誌としての「土壌の物理

稿者，閲読者，編集委員の間でお互いに分かり合おうと性」の価値を高めるために，「震災復興特集」や「広域する姿勢が大切であり，この姿勢を共有するには互いの評価特集」のような企画モノで攻め，学会の守備範囲をコミュニケーションが欠かせない．研究成果の社会還元

少し広げることを狙ってみた（編集委員長の独断だったが求められ，多様な機関の「連携」の必要性が唱えられかもしれないが）．成功裏に終わったかどうかは，読者

る昨今，コミュニケーション力の重要性は増すばかりでのご判断にお任せするが，今後の編集業務に反映させるある．貴重な経験をさせていただいた．

ため，皆様からご意見，ご感想をお寄せいただければ幸いである．

末筆になるが，この 2 年間，土壌の物理性に投稿してくださった方々，丁寧に閲読をしてくださった方々，そ編集委員長を拝命したこの 2 年間で感じたことは，編して様々な形で編集委員会を支えてくださった関係者の集作業はコミュニケーション力を鍛えてくれるというこ

皆様に厚くお礼を申し上げる．引き続き，土壌物理学会，とだ．投稿者は読者に自分の研究の面白さや価値を切々

そして会誌「土壌の物理性」にご注目いただきたい．

と語りかけようとしている．そのメッセージをより強固

中辻敏朗（編集委員長）

土壌物理学会会則「土壌の物理性」投稿規定

第 1 条 本 学 会 は 土 壌 物 理 学 会 (Japanese Society of Soil
Physics) と称する．
第 2 条 本学会は土壌物理に関する研究の進歩と普及を図り，農業技術及び環境科学の発展に貢献することを目的とする．
第 3 条 本学会はその目的を達成するために次の事業を行う．
（1）研究発表会，討論会及び見学会などの開催（2）学 会 誌「 土 壌 の 物 理 性（Journal of the JapaneseSociety of Soil Physics ）」並びにその他の印刷物の発行（3）内外の研究，技術の交流及び他の学会，諸団体との協力（4）優れた論文に対する表彰（5）その他，本学会の目的を達成するために必要な事業
第 4 条 本学会の会員は，正会員，シニア会員（これまで正会員であって 60 歳以上の常勤職に就いていない者），
学生会員及び賛助会員，購読会員の５種とする．学会への入会または退会の際は，本学会に届け出なけ
ればならない．
第 5 条 会員は次の会費を所定の期日までに納めるものとする．
正会員
年額
5,500 円
シニア会員
年額
3,000 円
学生会員
年額
3,000 円（大学院生を含む）
賛助会員
一口年額 22,500 円
購読会員
会誌年額
7,500 円
広告料
賛助会員 15,000 円
賛助会員以外22,500 円
第 6 条 本学会に次の役員をおく．任期は 2 年とする．ただし，3 期連続の重任は認めない．選出方法は次による．
（1）会長 1 名 , 副会長 1 名，編集委員長 1 名
正会員の中から評議員会によって選出される．
（2）評議員イ 15 名
正会員の中から選挙によって選出される．
ロ 3 名以内を会長が正会員の中から委嘱する．
（3）会計監査 2 名
正会員の中から評議員会によって選出される．
（4）幹事若干名
若干名の庶務 , 会計，編集の幹事を会長が委嘱する．
第 7 条 会長は毎年 1 回以上総会並びに評議員会を招集する．
（1）総会は本学会の最高議決機関であって，事業計画，
予算・決算，会則の変更等を決定する．総会は正会員，
シニア会員及び学生会員で構成される．
（2）評議員会は，会員の選挙によらない役員の選出，総会議案，その他の重要事項を検討する．評議員会の議長は会長がこれにあたる．
（3）総会及び評議員会の議決は委任状を含む多数決とする．ただし，会則の変更は，総会出席者の 3 分の 2以上の賛成を要する．
第 8 条 本学会の会務は，評議員会及び総会の議を経て，会長，
副会長，編集委員長及び 幹事がこれを執行する．会
務執行に必要な規程は別に定める．
第 9 条 本学会に次の委員会をおく．
（1）選挙管理委員会
正会員の中から評議員会によって選出され，本学会の評議員選挙を管理する．
（2）編集委員会
正会員の中から評議員会によって選出される委員によって構成され，学会誌その他の印刷物の編集に当たる（3）学会賞選考委員会
正会員の中から評議員会によって選出される委員によって構成され，学会賞を選考する．
第10 条 本学会の経費は会費その他の収入を持ってあてる．
本学会の会計年度は毎年 4 月 1 日に始まり翌年 3 月
31 日に終わる．
附則（1） 本 学 会 の 連 絡 先 は， こ れ を 当 分 の 間 次 に 置 く．
〒 060-8589 北海道札幌市北区北 9 条西 9 丁目 北海
道大学大学院農学研究院（2）本会則は，2011 年 4 月 1 日より施行する．
（2011．10．28 改正）
細則（1）シニア会員
1）シニア会員は，これまで正会員であって 60 歳以上の常勤職に就いていない者
2）シニア会員への変更は，資格を有する会員からの申告を受け，評議員会の承認を受ける．原則として申告された年度から適応するが，当該年度中に有資格となった場合は，次年度から適応する．
3）シニア会員の権利は正会員に準ずる．ただし，会則第 6 条で定める役員および第 9 条で定める委員
会委員に就くことはできない．
（2011．10．28 制定）

1．筆頭著者は本学会会員であること．
2．投稿原稿の区分と規定ページは下記による．
1）「論文」（Original papers）：独創性があり，土壌の物理性に関する研究および技術の進歩に寄与すると見なされるもの．一編ごとに論文としての構成を整えていて，他誌に未発表のものに限る．規定ページを刷り上がり 6 ページ以内とする．
2）「研究ノート」（Notes）：土壌の物理性に関する新しい事実や研究方法の改良などの短い報告で，独創性があり他誌に未発表のもの．規定ページを刷り上がり 4 ページ以内とする．
3）「総説」（Reviews）：土壌の物理性に関する主題について，それまでの研究を総括し，今後の発展方向を展望するもの．規定ページを刷り上がり 6 ページ以内とする．
4）「解説」（Lectures）：土壌の物理性に関する諸事項の理解を計るための平易な解説，ならびに研究技術の普及交換を進めるための紹介など．規定ページを刷り上がり 6 ページ以内とする．
5）「研究紹介」（My research）：現在行っている研究，
他の学会誌等に掲載された論文，研究上の工夫などについての平易な紹介．規定ページを刷り上がり 6
ページ以内とする．
6）「資料」（Miscellaneous）：広く会員の参考となる報告や情報．規定ページを刷り上がり 6 ページ以内とする．
7）「土粒子」（Readers' column）：「土壌の物理性」周辺のことについての随想や意見など．規定ページを刷り上がり 2 ページ以内とする．
8）「講座」（Lecture series）：「解説」と本質的な違いはないが，特に編集委員会が企画して複数回にわたって行うものを指す．規定ページを刷り上がり 6 ペー
ジ以内とする．
9）「特集」（Topics）
「解説」
：
「総説」
，
「論文」
，
「研究ノート」，が混在したもので，特に編集委員会が企画して複数回にわたって行うものを指す．規定ページを刷り上がり 6 ページ以内（「研究ノート」では 4 ページ以内）とする．
10）「書評」（Book reviews）：規定ページを刷り上がり
2 ページ以内とする．
11）
「巻頭言」
（Foreword）：規定ページを刷り上がり 2 ペー
ジ以内とする．
なお，上記区分において，編集委員会が会員または会員以外に投稿依頼することがある．
3．原稿の採否は編集委員会が決定する．編集委員会は，「論文」および「研究ノート」については 2 名，その他の投稿原稿には 1 名の閲読者を選んで閲読を依頼する．ただ
し，
「土粒子」
，
「書評」
，
「巻頭言」については，この限りでない．
4．投稿原稿が 2．
に記す規定ページを越える場合には，1 ペー
ジあたり 15, 000 円を著者負担とする．ただし，編集委員会が会員または会員以外に投稿依頼した原稿の場合はこの限りでない．また，カラー印刷の場合は実費を著者負担とする．
5．投稿する場合は、投稿原稿（本文，図表含む）および原
稿送り状（別紙書式）の PDF ファイルを編集委員長宛に提出する．ただし、編集委員会が別途指示した場合はこの限りではない．
6．投稿原稿を受け付けた場合，編集委員会は速やかに受付
番号と受付日付を明示した電子メールまたは書状を投稿者に送る．また，投稿原稿の掲載を決定した場合，最終原稿を受領したのちに受理日付を明示した書状を著者に送付する．
7．著者に対して修正を求めた原稿が，特別な事情なく 6 ヶ月以内に再提出されないときは取り下げと見なす．
8．著者校正は初校のみとする．また，特に申し出がない限
り印刷ずみの原稿は返さない．
9．掲載された原稿の PDF ファイルを著者に贈呈する．また，著者は別刷りを印刷業者から購入することができる．
10．本誌に掲載された原稿の著作権は土壌物理学会に帰属す
る．
（2012．12．20 改正）「土壌の物理性」原稿執筆要領
全般的事項
1．原稿は，日本語または英語で執筆する．
2．日本語の原稿は，A4 判，25 字，26 行とし，上下左右に 30 mm 以上の余白をとる（4 枚で 1 ページになる）．
3．日本語の投稿原稿（ただし，書評は除く）は，はじめに
日本語で表題，著者名を書き，そのあとに英語で表題と著者名（フルネーム）を書いてから本文を書き始める．
英語の表題は，冒頭の単語の頭文字のみを大文字とし，

それ以降は固有名詞等，特に大文字が必要な場合を除き，
pp.129-138. 博友社，東京．
すべて小文字とする．英語の著者名は名の 1 文字目およ松森堅治（2005）：地理情報システムを用いた窒素負荷予測
び姓の全てを大文字で記す．また，第 1 ページ下の脚注
モデル．波多野隆介・犬伏和之編 続・環境負荷を予測すに，著者の所属機関と所在地を英語で，Corresponding
る，pp. 60‒79. 博友社，東京．
Author とする著者の氏名と所属を日本語で記す．
Jury, W. A.（1996）：Stochastic solute transport modeling
4．日本語の論文および研究ノートは，英語による表題・著
trends and their potential compatibility with GIS. In Cor者名と本文との間に，英語で 300 words 以内の Abstract
win, D. L. and Loague, K.（ed.）Applications of GIS to theと 5 個以内の Key words を入れる．
modeling of non-point source pollutants in the vadose
5．日本語の投稿原稿（ただし，資料と土粒子，書評を除く）
zone, pp. 57‒67. SSSA Special Publication No. 48, Madiは，引用文献の後に日本語で 350 字程度の要旨，および
son.
5 個以内のキーワードを書く．
<Web ページ >6．英語の原稿は，A 4 判，ダブルスペースで作成する（約FAO-AGL（2000）：Global extent and location of sodic soils.
600 words で 1 ページになる）．
Available at http：//www.fao.org/ag/AGL/agll/prosoil/
7．英語の投稿原稿（ただし，書評を除く）は，Manuscript
sodic.html.（確認年月日）
title, Full name of authors を書いてから本文を書き始
野菜茶業研究所（2006）：野菜の硝酸イオン低減化マニュアル．
める．著者名は First name の 1 文字目および Family
http：//vegetea.naro.affrc.go.jp/joho/manual/shousan/name の全てを大文字で記す．また，第 1 ページ下の脚
index.html.（確認年月日）
注に，Address of institutions of authors および Corre- （雑誌のページには p. や pp. をつけない．本の単数ページをsponding author を記す．
示す場合には p., 複数ページを示す場合には pp. をつける）
8．英語の論文および研究ノートは，Full name of authors
その他と本文の間に 300 words 以内の英文 Abstract と 5 個以
27. 本要領のほかは , 科学技術情報流通技術基準（SIST）に
内の英語の Key words を入れる．
準拠する .
9．英語の投稿原稿（ただし，資料と土粒子，書評は除く）は，（2012．12．20 改正）
引用文献の後に，日本語で表題と著者名，所属機関，所
在地，350 字程度の要旨，5 個以内のキーワードをつける．
[ 土壌物理分野の SI 使用例 ]なお，著者が外国人のみのために日本語部分の作成が困難な場合，英語部分からの和訳により，編集委員会の責
国際単位系（SI）については多くの出版物で解説されてい任でこれらを作成する．
るので，ここには，土壌物理に特に関連の深い単位の使用例
10．英語の適正化はすべて著者の責任において行うこと . 自を示す．
然科学論文の執筆や校正に経験のある英語のネイティブ
推奨される単位認められる単位スピーカーによってチェックされている事が望ましい．
kg kg‒1*
含水比
11．閲読終了後に最終原稿を提出するときには，編集委員会
m3 m‒3
体積含水率が指示する形式の電子ファイルを送付する．
L, cm3, mL
m3
体積
本文
‒3
‒3
kg m , Mg m
12．原稿には，閲読作業の効率化を図るため，本文に行番号
密度を 5 行毎に書き入れる．
g L‒1, mg L‒1
kg m‒3, Mg m‒3
濃度‒313．章の見出しは 1.，2. ，3. ，節の見出しは 1. 1，1. 2，1.3，項mol L‒1mol m
モル濃度の見出しは 1. 1. 1，1. 1. 2，1. 1. 3 のようにし，字体はゴシッ
N力ク体とする．
kPa, m, cm, **水分ポテンシャル J kg‒114．略語，略号を使うときには，はじめにそれが出たときに
m s‒1
cm s‒1
透水係数
正式名称とともに示す（例：陽イオン交換容量（CEC））．
molc kg‒1, cmolc kg‒1
イオン交換容量
15．単位の使い方は，国際単位系（SI）による．
図表
min‒1
s‒1
回転数
16．日本語および英語の原稿ともに，図または写真の番号は
kg m‒2kg ha‒1, Mg ha‒1, t ha‒1
収量Fig. 1，表は Table 2 のように書く．
* % 表示は，原則として分母と分子の内容が同じものの場合に17．日本語の論文，研究ノートの場合，図，表，写真の題名だけ用いる．
には英語を併記する．
** cmH2O は使わない．
18．図，表，写真は必要最小限度とし，同一事項を表と図に
その他，疑問のあるものについては意見を聞いて編集委員会で重複して表示する事は避ける．
検討する．
19．図，表，写真は 1 ページに 1 つずつ貼り付け，余白に図表等の番号を記す．
2000．3．10 改定
20．図と写真はそのまま組版されるので，鮮明なものを提出する．
「土壌の物理性」投稿案内
21．図は 1/2 倍などとおよその縮小率を指定し，2 倍くらいに大きく書く．図の線の太さや文字の大きさは，刷り上
1．投稿原稿に対する基本方針
がりの大きさを考慮して決める．
編集委員会は常に会員からの自主投稿を歓迎すると共22．地図や顕微鏡写真には定尺をつけ，縮尺や倍率はつけなに，投稿された原稿をなるべく早く，できるだけ掲載すい．
る方向で処理したいと考えています．ただし，「土壌の23．図，表，写真の番号と題名は，別紙にまとめて一覧表と物理性」に掲載する原稿は読者にとって有益かつ完成しする．
たものであることが必要です．編集委員会は，投稿原稿
引用文献
が「土壌の物理性」に掲載するのにふさわしい内容を持24．本文中で文献を引用する場合は，著者名（西暦），またつ原稿であるかどうかを基準として，掲載の可否を判断は（著者名，西暦）とする（例：Tanaka（1994）（Nakamura，
します．なお，他誌との二重投稿は認められません．
and Suzuki，1981））．著 者 が 3 名 以 上 の 場 合 は 第 1 著
2．投稿原稿に求められるもの
者名のあとに ら，または et al. をつける（例：山田ら
投稿に当たっては，「投稿案内」と共に「投稿規定」「原（1978），（Tayler et al., 1945））．
稿執筆要領」をよく読んでそれに従うと共に，閲読者が25．引用文献は，本文のあとに著者名の ABC 順に書く．未多忙な中で時間を割くことをよく理解して最大限に努力発表，私信は引用文献として記載しない．
して完成した原稿としてから投稿して下さい．投稿原稿
26．引用文献の書き方は以下のようにする．
に求められるものは下の通りです．
< 雑誌 >（1）内容について
森本聡，永田修，川本健，長谷川周一（2009）：泥炭林土壌の
1）オリジナリティーがあること（論文，研究ノート
温室効果ガスの生成と消失．土壌の物理性，113：3 ‒ 12．
の場合）．
Fujimaki, H., Ando, Y., Cui, Y. and Inoue, M.（2008）：Param2）本誌の読者にとって有益であること．
eter estimation of root water uptake model under salinity3）導入，研究手法から結論に至る過程に論理性があ
stress. Vadose Zone Journal, 7：31 ‒ 38.
ること．
Millington, R. J. and Quirk, J. P.（1959）：Permeability of po（2）表現について
rous media. Nature, 183：387 ‒ 388, doi：10.1038/183387a0.
1）原稿全体の構成が整っていること．
Bittelli, M., Flury, M. and Campbell, G. S.（2003）：A thermo2）表題が適切であること．
dielectric analyzer to measure the freezing and moisture3）文章表現が適切であること．
characteristic of porous media. Water Resour. Res., 39（2）：4）英文アブストラクトや和文要旨が適切であること．
W1041, doi：10.1029/2001WR000930.
5）SI 単位や記号の使い方が適切であること．
< 単行本 >
6）キーワードが適切であること．
Tinker, P. B. and Nye, P. H.（2000）: Solute movement in the7）英語の表現が適切であること．
rhizosphere, p.308. Oxford University Press, New York.
3．投稿原稿の受付
土 壌 環 境 分 析 法 編 集 委 員 会 編（1997）：土 壌 環 境 分 析 法，
編集委員会は投稿原稿が体裁上最小限必要とする条件

を満たしていることを確認した後，原稿を受け付けます．
条件を満たしていない場合には，著者への問い合わせ，もしくは原稿を受け付けずそのまま返稿する場合があります．
4．閲読の目的と姿勢
編集委員会は受け付けた投稿原稿が「土壌の物理性」
へ掲載するのにふさわしいかどうかを判定する資料を得るために閲読を行います．編集委員会は適任の閲読者を選定し，閲読を依頼します．
編集委員会は閲読者に対して特に次の点について注意をお願いしています．
1）原稿の内容に対する責任は著者にあること．また，原稿の価値は読者が判断するものであること．
2）閲読は内容の批判や討議を行うものではないこと．
従って，見解の相違は掲載不適の理由にならない
こと．
3）閲読者は投稿者に対して研究指導する立場にないこと．従って，新たな実験や計算の追加要求などは極力避けること．
4）閲読依頼期限を厳守すること．
閲読者から出された問題点について，編集委員
会は原稿が投稿原稿に求められるものを満たすために必要に応じて著者に修正を求めます．ただし，これは著者に対する指導や助言ではありません．
原稿の内容に対する責任はあくまで著者にあります．
5．閲読の手順と投稿原稿の採否（1）編集委員会は論文，研究ノートについては 2 人，その他の区分の投稿原稿については 1 人の適任者へ閲読を依頼します．
（2）閲読者は「2」の投稿原稿に求められる各項目について投稿原稿を評価し，閲読結果を全体意見および個別指摘事項と共に編集委員会へ報告します．
（3）編集委員会は閲読結果を審議し，投稿原稿の採否を決定します．この際，論文・研究ノートについては原則として下のように取り扱います．
1）閲読者 2 名とも総合判定が A（このまま掲載可）の場合には，閲読結果を受け取った日付で原稿を受理（掲載決定）します．
2）1 名の総合判定は A ，もう 1 名は B（指摘の点が修正されれば掲載可）の場合，または 2 名とも Bの場合には，指摘事項について著者に比較的小さな修正を求めます．修正原稿が提出され，編集委員会が修正内容を確認した時点で受理します．
3）1 名の総合判定は B ，もう 1 名は C（指摘の点が修正された後，再閲読する必要あり）の場合，または 2 名とも C の場合には，指摘事項について著者にやや大きな修正を求めます．提出された修正原稿は再び閲読を行います．
4）1 名の総合判定が D（掲載不適）の場合には，第 3の閲読者に判定を依頼することを含め，編集委員会が対応を判断します．
5）2 名の総合判定とも D の場合には，その理由を付けて著者へ返稿します．
6）閲読は 2 回までとし，再閲読においても C または
D の判定がある場合には，編集委員会が対応を判断します．
（4）閲読結果の総合判定を D とする理由は次のようなものです．
1）既発表とみなされるもの．
2）重要な部分に根本的な誤りがあるもの．
3）事実に基づいた内容ではなく，単なる主観が述べられているに過ぎないもの（論文，研究ノートの場合）．
4）通説が述べられているだけで，新しい知見が全くないもの（論文，研究ノートの場合）．
5）修正を要する根本的な指摘事項を多く含んでいる
もの．
6）連載形式で構成されており，1 編ごとに独立したものと認めがたいもの．
7）全体構成や文章が粗雑で，内容の判定ができない
もの．
8）内容が本誌の趣旨に合わないもの．
9）その他，本誌に掲載する原稿としてふさわしくな
いもの．
6．その他
1）共著者は全員が原稿に責任を負って下さい．共著者がいるにもかかわらず，その共著者が原稿を読んでないと判断されるような基本的なミスがある
場合には，閲読を中止して返稿することがありま
す．
2）修正原稿を返送する場合には，修正結果がすぐに分かるような回答書（指摘事項に対応した修正箇所・内容一覧）を作成し，添付して下さい．
3）原稿は一度印刷公表されると末永く評価と批判の対象になります．閲読意見に対しては極力冷静か
つ慎重に対処して下さい．誤解があった場合には，その誤解を解くだけでなく，誤解を受けないような書き方に改める努力が求められます．
4）「掲載不適」で返稿された原稿を再投稿する場合は新規投稿扱いとなります．「掲載不適」とした理由を十分に確認・検討の上，再投稿して下さい．
（2004．6．29 改正）「土壌の物理性」閲読の手引き
1．閲読依頼期限の厳守をお願い致します．万一，期限内に閲読が困難な場合には，速やかに編集委員会事務局へ連絡して下さい．
2．「投稿案内」において，下のものを投稿原稿に求めています．閲読においても，これらをその基準とします．
（1）内容について
1）オリジナリティーがあること（論文，研究ノートの場合）．
2）本誌の読者にとって有益であること．
3）導入，研究手法から結論に至る過程に論理性があること．
（2）表現について
1）原稿全体の構成が整っていること．
2）文章表現が適切であること．
3）表題が適切であること．
4）英文アブストラクトや和文要旨が適切であること．
5）SI 単位や記号の使い方が適切であること．
6）キーワードが適切であること．
7）英語の表現が適切であること．
3．「掲載不適」とする理由としては，下のようなものが挙げられます．
1）既発表とみなされるもの．
2）重要な部分に根本的な誤りがあるもの．
3）事実に基づいた内容ではなく，単なる主観が述べられているに過ぎないもの（論文，研究ノートの場合）．
4）通説が述べられているだけで，新しい知見が全くないもの（論文，研究ノートの場合）．
5）修正を要する根本的な指摘事項を多く含んでいる
もの．
6）連載形式で構成されており，1 編ごとに独立したものと認めがたいもの．
7）全体構成や文章が粗雑で，内容の判定ができない
もの．
8）内容が本誌の趣旨に合わないもの．
9）その他，本誌に掲載する原稿としてふさわしくな
いもの．
4．原稿の内容に対する責任はあくまで著者にあります．また，原稿の価値は読者が判断するものです．
5．閲読は内容の批判や討議を行うものではありません．
従って，見解の相違は掲載不適の理由にはなりません．
6．閲読者は投稿者に対して研究指導する立場にありません．よって，新たな実験や計算の追加要求などは極力避けて下さい．
7．閲読者は著者と直接折衝をしないで下さい．著者との交渉はすべて編集委員会の責任で行います．
8．閲読者として知り得た印刷前の原稿の内容はいかなる形でも利用・引用等出来ません．厳にご注意下さい．
9．著者に修正を求めた後に再閲読で総合判定を D（掲載不適）とすることは，閲読者にとっても著者にとっても非生産的です．完成度の低い原稿などにおいては，修正を求め再閲読を行うよりも「掲載不適」として練り直してから新たに投稿するよう促した方がよい場合があります．その場合には，「掲載不適」の理由（「3」参照）を明示して下さい．個別指摘事項への意見は不要です．
10．閲読者から編集委員会へ意見等がある場合は，必ず「編集委員会への意見」として別紙への記入をお願いします．
（2003．5．28 改訂）

土壌物理学会学会賞規定
1．種類
学会賞に論文賞と優秀ポスター賞をおく．
2．論文賞の選考
論文賞は，年 1 回，以下の手順により論文賞選考委員会「以下，選考委員会」で審査し，評議員会で決定する．
（1）賞の対象とする論文は，「土壌の物理性」に，原則として前年度（前年 4 月 1 日から翌年の 3 月 31 日まで）に掲載された原著「論文」とする．
（2）審査対象とする論文は，以下のいずれかとする :1）選考委員会が（1）に該当する論文の中から第 1 次
審査として選考したもの，2）（1）に該当する論文の中から正会員 1 名以上により推薦（自薦もしくは他薦）されたもの．

（3）（2）- 2）に記す論文の推薦は，学会誌「土壌の物理性」に公示された募集を受け，所定の書類を必要部数揃え，
期日までに学会事務局に提出しなければならない．
（4）選考委員会では，（2）に該当する論文の中から，第 2次審査として受賞候補論文（以下，候補論文）を審査・選考し，評議員会へ付議する．
（5）評議員会では，候補論文が受賞に適格かどうかを判定する．
3．優秀ポスター賞の選考
優秀ポスター賞（以下，ポスター賞）は，年 1 回，以下の手順により決定する．
（1）選考の対象は，当該年度の土壌物理学会大会において発表されたポスターであって，筆頭者は会員とする．
ただし，ポスターの筆頭者が学生の場合に限り，会員外であっても選考の対象に含める．
（2）ポスター賞は，（1）に該当するポスターの中から，選考委員会および会員の投票により選考する．
（ 5 件以下）
4．表彰（1）論文賞は，通常総会において表彰を行う．また，会誌上に公表する．
（2）ポスター賞は，土壌物理学会大会において表彰を行う．
また，会誌上に公表する．
（2002．11．23 制定 2009．10．24 改正）

土壌物理学会学会賞選考委員会規定
1．目的
学会賞選考委員会（以下委員会という）は，論文賞および優秀ポスター賞の選考を行うことを目的とする．
2．業務
委員会はつぎの業務を行う．
（1）学会賞運営規定に基づく論文賞および優秀ポスター賞の選考．
（2）土壌物理学会学会賞選考に関するその他の事項．
3．構成
委員会は委員長 1 名および委員 5 名程度を持って構成する．
（1）委員会は正会員より構成される．
（2）委員は評議員会の推薦に基づき総会で決定する．
（3）任期は 2 年とする．ただし，再任はさまたげない．
（4）委員長は委員の互選により選出する．
（5）若干名の専門委員をおくことを認める．
4．開催
委員会は年 3 回程度開催する．
（2002．11．23 制定 2003．11．22 改正）

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2013 年 37 月 20
土壌の物理性 第 118（会員配布） 2011
20 日発行
日発行
123 号（会員配布）
発行 土 壌 物 理 学 会‒8589
060-8589〒 060

札幌市北区北 9 条西 9 丁目
北海道大学大学院農学研究院内
011-706-3641
電話
011‒706‒3641
E-mailspsyomu@ml.affrc.go.jp‒mailspsyomu@ml.aﬀrc.go.jp
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URL
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銀行口座
北洋銀行北七条支店（店番 312
312）
普通 3963234 土壌物理学会 会計 倉持寛太
倉持寛太
‒2‒40943
郵便振替
口座番号：01350-2-40943
口座番号：01350
加入者名：土壌物理学会
加入者名：土壌物理学会
spkaikei@ml.affrc.go.jp
spkaikei@ml.aﬀrc.go.jp
会費など会計に関する問い合わせ先 E-mailE‒mail編集委員会事務局（投稿原稿送付先）‒mailkibyosi@ml.aﬀ
rc.go.jp
EE-mailkibyosi@ml.affrc.go.jp‒tokyo.ac.jp/jssp/）
で最新のものをご確認下さい．
所在地はホームページ（http://www.iai.ga.a.u
所在地はホームページ（
http://wwwsoc.nii.ac.jp/jssp3）で最新のものをご確認下さい．
印

刷

創文印刷工業株式会社‒ 0011 東京都荒川区西尾久 77-12-16‒ 12‒ 16〒 116
116-0011

ISSN 0387-6012

土壌の物理性第 123 号

平成 25 年 3 月 20 日発行（年 3 回発行） 昭和 45 年 7 月 31 日

学術刊行物承認ISSN 0387-6012

Journal of the Japanese Society of Soil Physics
土壌の物理性No. 123

March, 2013

1

土壌の物理性Journal of the Japanese Society of Soil Physics

5
11
19
25
31
37
43
51

二〇一三年 三 月

Foreword……………………………………………………………………………………… T. MOROIZUMI …
Symposium reviews
Soil organic matter dynamics and soil fertility improvement in upland field
Function of soil organic matter and effective application of organic matter in arable land……………………………………………………………………………………………… M. TANI …
The organic matter management under the environmental friendly agriculture in Hokkaido……………………………………………………………………………………… H. TAKEUCHI …
Land improvement using organic fertilizer in upland fields……………………………………………………………………………………… H. AKASAKA …
Soil carbon storage and its dynamics in Wet Andosols in the Tokachi district of Hokkaido………………………………………………………………………………………… N. SEKIYA …
Current situation and future outlook for the use of organic matters in Tokachi region………………………………………………………………………………………… T. OKAZAKI …
Discussion at the 54th symposium on soil organic matter dynamics and soil fertility improvement in upland field………………………………………………… J. KASHIWAGI, Y. IWATA and T. NAKATSUJI …
Abstract of poster session……………………………………………………………………………………………………………
Excursion tour of the biomass plants in Tokachi region held after the 54th symposium…………………………………………………………………………………………… Y. IWATA …
Original Paper
Remediation of cadmium-contaminated arable soils by washing with ferric（III）chloride: Effects of on-sitewashing on soil properties and the growth of okra（Abelmoschus esculentu）……………………………………… I. AKAHANE, T. MAKINO, H. KATOU, K. NAKAMURA
N. SEKIYA, T. KAMIYA, and H.TAKANO …
Relationship between two-region model and percolation theory for mechanisms of air flow in soils………………………………………………………………… K. FUKADA and K. NAKAMURA …
Effects of NAPL entrapped porous material diameters on Partitioning Interwell Tracer Test（PITT）…………………………………………… J. NISHIWAKI, T. MIYAZAKI and M. MIZOGUCHI …
Note
Thermal conductivity of soils amended by sugarcane bagasse-derived biochar……………………………………………… K. KAMEYAMA, T. MIYAMOTO and T. SHIONO …
TopicsEstimation of carbon and nitrogen movement in ecosystems at regional scale – connecting researches atlaboratory scale and global scale
Estimating annual plant carbon inputs to the soil and modelling future changes in soil carbon stocks in croplands…………………………………………………………………………………………… N. KOGA …
Regional modelling of carbon dynamics in Japanese forest soils……………………………………………………………………………………… S. HASHIMOTO …
Feature series: Regional scale evaluation of soil gas exchange at forest and agricultural ecosystems based on field
monitoring results………………………………………………………………………………… N. KATAYANAGI …
Broad-scale evaluation of soil gas exchange with process-based models: current status and problems………………………………………………………………………………………………… A. ITO …
Estimation of carbon and nitrogen content in surface horizon using “Soil Information Web Viewer”…………………………… Y. TAKATA, A. LEON, M. NAKAI, H. OBARA and K. KOHYAMA …
Uncertainty and possibility of Regional assessment……………………………………………………………………………………… S. D. KIMURA …
Readers’ column………………………………………………………………………………………… K. FUKADA …
Announcements……………………………………………………………………………………………………………
Editor’s Postscript ……………………………………………………………………………………………………………

第一二三号

Contents

2013 年 3 月

第 123 号

55
65
73

81

89
93
101
109
117
125
129
130
132
土
壌
会

http://www.iai.ga.a.u-tokyo.ac.jp/jssp/

学

Research Faculty of Agriculture, Hokkaido University
Kita9 Nishi9, Kita-ku, Sapporo, Hokkaido 060-8589 Japan

理

Japanese Society of Soil Physics

物

Published by

土壌物理学会Japanese Society of Soil Physics