Highlights

バイオアクチノイド化学研究グループの主な成果

Highlights of Research Group for Bioactinides Chemistry
大貫

敏彦

Toshihiko Ohnuki

グループリーダー
Group Leader

概要
微生物細胞表面におけるナノ粒子生成機構と鉱物生成への微生物の関与を解明する研究に取り組んだ。酵母を用いた実験から細胞表面にナノサイズの Yb リン酸塩鉱物が成長することを発見した。ウランの耐性にはリン酸輸送に関連する遺伝子が関与することから、細胞表面に吸着したウランや希土類元素が細胞内のリン酸輸送系
により運搬されたリン酸と反応して、ウラン－あるいは希土類元素－リン酸塩鉱物が成長する機構を明らかにした。真菌から排出される生体物質が Mn 酸化物に吸着した Ce(IV) を溶解させることから、希土類パターンにおける Ce の負の異常が生じる機構を発見した。福島第一原子力発電所事故以降では、放射性 Cs の移行挙動の解明と修復に関する研究に取り組み、オートラジグラフ解
析による可視化に基づく樹木中での放射性 Cs の挙動の解明や微生物及び土壌への放射性 Cs の濃集機構を解明する研究に取り組み、樹木に降下した放射性 Cs の初期分布と年オーダーの移行挙動及び土壌に降下した放射性
Cs が雲母様鉱物への強い吸着とともに雲母以外の鉱物への特異的な吸着が起こることを示した。

1．研究の背景・経緯

Abstract
The mechanism and microbial response of nano-particle
formation on the cell surface of microorganisms have beenstudied. We found that nano-particles of Yb-phosphatemineral was developed on the cell surface of Sacchromyces
cerevisiae . The phosphate transporter genes concernedwith phosphate transport contribute to uranium tolerance.
Biomolecule exudates from fungi dissolved the Ce(IV) on
the biogenic manganese dioxides in the solution, resulting
in the negative anomaly of Ce in REEs pattern. After the
Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant (FDNPP) accident,
we have conducted to elucidate migration of radioactive
Cs in environment. We found very tight association ofradioactive Cs to the soil collected in Fukushima. This tightassociation was resulted from the fixation not only by mica
like minerals, but by non-mica like minerals because of low
concentration of radioactive Cs.

アクチノイド（AN）は原子力発電所、再処理施設や核実験などで生成している。ANの放射線毒性は環境において長期に渡って影響する。そのため、環境中における長期的な移行を予測する必要がある [1,2]。環境中では、ANは移行中に土壌や岩石中の無機物 ( 鉱物 ) や有機物 ( 微生物)の固相界面での反応によりその化学状態を変える。反応の一つが固相表面での沈殿であり、沈殿によりANは可
溶体から不溶体に化学状態を変える。我々は、ウランが休眠中の酵母表面において鉱物化することを見いだした。
しかし、鉱物化の機構についてはまだ不明であった。
福島第一原子力発電所事故以降では、AN の鉱物化に関する研究に加えて、森林や土壌中における放射性 Csの移行挙動の解明や、汚染した土壌の生物の特異性を活用した修復手法の開発を研究対象として加えた。

2．研究の内容
我々はまず酵母（Saccharomyces cerevisiae ）を用いて
Yb のリン酸塩鉱物に関するポスト吸着現象の解明に取り組んだ [3-5]。リン酸含有培地で培養した酵母を 1.44 ×

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1．Background
Actinides (ANs) have been generated in nuclear power
plants, reprocessing facility, nuclear weapons tests. The
radiotoxicity of the ANs affects long-duration in theenvironment. Therefore, prediction of actinide behavior
in natural environments is of serious concern [1,2]. In theenvironment ANs are reacted with solid phase in soil androck during migration in surface water. The solid phases
contain minerals (inorganic material) and microorganisms(organic one). The ANs are changed their chemical species
at the interface between these solids and water. One of thereactions is precipitation on the solid, and the precipitation
changes chemical species of ANs from dissolved one toinsoluble ones. We found that uranium was precipitated on
the cell surface of Saccharomyces cerevisiae in the resting
condition. However, the mechanisms of the formation of
the precipitation has not been understood.
After the FDNPP accident, we started the researchwhich subjects to elucidate the environmental behaviorof radionuclides in land and forest, and to remediate thecontaminated land areas by specific biological properties.

2．Contents of the study

図 1 Yb 水溶液に接触させた酵母の TEM 像

ナノサイズの非晶質 Yb リン酸塩が酵母細胞表面に直接生成した。
Fig.1 TEM photographs of yeast exposed to Yb
solution
Nao-sized Yb phosphate with an amorphous phase was
directly developed from the surface.

10-4 mol/L の Yb 溶液に 25 ± 1 ℃ 、pH3, 4 及び 5 で２時間から２ヶ月間接触させた。Yb 濃度は時間の経時に伴い減少した。接触後初期の吸着平衡から、pH2.5 から吸着
濃度が pH4 まで徐々に増加し、その後 pH5 にかけて急激に増加した。吸着した化学状態を EXAFS（広域 X 線吸収微細構造解析）により分析した結果、pH3-5 ではリン酸基へ吸着した化学種はほぼ一定であることから、pH5までの吸着上昇は解離していないリン酸基に配位した化
学種の増加によるものであることが明らかとなった。
２日後から鉱物細胞表面にナノサイズの非晶質の Ybリン酸塩鉱物が生成することが（図 1）、電子顕微鏡解析
や EXAFS 解析により明らかとなった。生成したナノ粒
子は、２ヶ月後も25 ± 1 ℃ で中性のpH領域で安定であった。EXAFS スペクトルの経時変化から、Yb は接触直後のリン酸基への吸着からリン酸塩鉱物へと変化した。この結果は、Yb- リン酸塩鉱物生成が Yb の酵母表面におけるポスト吸着現象の結果であることを示している。さらに、Yb を吸着した酵母を Yb 及び P を含まない溶液に移した場合でも、７日後には Yb- リン酸塩鉱物が生成した。
これらの結果は、P が細胞内から供給されて、細胞表面で吸着した Yb と反応して鉱物化が生じたことを示している。一方、Yb を吸着した細胞表面官能基の模擬物質に
リン酸溶塩溶液に添加してもリン酸塩沈殿物は生成しなかった。これらの結果は、細胞表面が官能基を提供するだけでなくリン酸塩鉱物生成の特異な基質であることを示している。したがって、ポスト吸着現象であるナノ粒子生成機構から、細胞表面が重元素の環境中における長期挙動において重要なプロセスを司る場であることが明らかとなった。
希土類元素やウランなどの重元素の鉱物化は微生物の活動によるものかとの疑問が生じる。そこで、６価のUO2 イオンを用いて、4908 種の一遺伝子欠損酵母によWe first conducted the study on the post-adsorption
process of ytterbium (Yb) phosphate nano-particle formation
by Saccharomyces cerevisiae (yeast) [3, 4, 5]. The yeast
grown in P-rich medium were exposed to 1.44 × 10-4 mol/L
Yb(III) solution for 2-120 h, and two months at 25 ± 1 ℃
at an initial pH of 3, 4, or 5, respectively. Yb concentrations
in solutions decreased as a function of exposure time. At thesorption of Yb on the cell surface, the sorption isotherm of
Yb on the yeast cells between pH 2.5 and 5.5 showed thatthe fraction of adsorbed Yb increased gradually up to pH 4,
and then increased steeply as the pH increases to 5. The Yb
adsorption species on the yeast cell wall of the S. cerevisiae
was determined by extended X-ray absorption fine structure(EXAFS) spectroscopy combined with a linear combination
analysis at various pHs. The results indicated that Yb was
associated with phosphoryl functional groups on the cells.  
Since solution pH was lower than pKa of phosphoryl
deprotonation, and since the contribution of Yb-phosphoryl
species was constant between pH 3 and 5, our results
strongly suggeste that most of the Yb was associated with
undeprotonated phosphoryl functional groups.
After two days, nano-sized Yb phosphate with anamorphous phase formed on the yeast cells surfaces
in the solutions with Yb (Fig. 1) by the analyses using
field-emission scanning electron microscopy equippedwith energy-dispersive X-ray spectroscopy (FESEM),
transmission electron microscopy (TEM), and EXAFS.
These nano-sized precipitates that formed on the cellsurfaces remained stable even after two months of
exposure at 25 ± 1 ℃ around neutral pHs. The EXAFS
data revealed that the chemical state of the accumulated
Yb on the cell surfaces changed from the adsorption
on both phosphate and carboxyl sites at 30 min to Yb
phosphate precipitates at 5 days, indicating the Ybphosphate precipitation as a major post-adsorption
process. In addition, the precipitation of Yb phosphate
occurred on cell surfaces during 7 days of exposure in
Yb-free solution after 2 h of exposure (short-term Yb
adsorption) in Yb solution. These results suggest thatthe released P from the inside of yeast cells reacted withadsorbed Yb on cell surfaces, resulting in the formationof Yb precipitates, even though no P was added to the
exposure solution. In an abiotic system, the EXAFS data
showed that speciation of the sorbed Yb on the reference
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り UO2 への感受性の高い遺伝子を探索した [6]。その結果、0-2mM の U を添加しても遺伝子欠損酵母は成長した。0.5mM の U を含む培地中での生育実験から、13 の遺伝子欠損酵母が成長阻害を示す感受性の高い酵母であった。遺伝子欠損酵母は、リン酸輸送に関する遺伝子、
PHO86, PHO84, PHO2 及び PHO87 が欠損したものであった。
この結果は、
リン酸輸送系がウラン耐性に係わっていることを示唆している。
次に、微生物起源（バイオ）Mn 酸化物への希土類元素の濃集について調べる実験に着手した [7, 8]。真菌
KR21-2 とバイオ Mn 酸化物が共存する系では、希土類元素を含む溶液から除かれる濃度が溶液の pH に依存した。すなわち、低 pH 領域では Ce が特異的に除かれる、
いわゆる Ce の正の異常が見られた。pH の上昇に伴いCe の正の異常は減少し、中性付近では負の異常となった。XANES 解析からいずれの場合でもバイオ Mn 酸化物に濃集した Ce の酸化数は４価であった。この原因を調べるため、溶液中の生体物質をサイズ排除（SEC）
HPLC カラム－ ICPMS による分析で調べた。その結果、Ce を伴う生体物質が中性付近で排出されることが分かった（図 2）
。Ce の酸化数が４価であることから、生体物質が Mn 酸化物に濃集した Ce(IV) を溶解させることが分かった。

図2

バイオMn 酸化物と真菌に希土類水溶液を接触させた後の液相中希土類の SEC-HPLC-ICP-MSプロファイル

Fig.2 Profiles of REE signals with UV 280 nm
absorbance of the solution containing biogemic MnO2
and fungus hyphae by SEC-HPLC-ICP-MS

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materials, carboxymethyl cellulose and Ln resin, did notchange even when the Yb was exposed to P solution,
without forming Yb phosphate precipitates. This result
strongly suggests that the cell surface of the yeast plays
an important role in the Yb-phosphate precipitation
process, not only as a carrier of the functional groups but
also as a substrate inducing the nucleation of phosphate
nanoparticles. This study also implies that this postadsorption nano-particle formation process caused by
microbial cells should be one of the important processes
governing the long-term migration of heavy rare earth
elements and presumably trivalent actinides in geologicalrepository.
It is question that how the microorganisms responseto the stimulation of lanthanides and actinides to form
phosphate minerals. We screened 4908 non-essential genedeletion mutant yeast strains for uranium sensitivity andlow accumulation by growth in agar medium containing
uranium [6]. All mutant strains grew successfully on agar
media containing 0 or 0.2 mM uranium for one week at 30 ℃.
Thirteen strains with single gene deletions showed reduced
growth in the agar medium containing 0.5 mM uranium
and were identified as uranium-sensitive mutant strains. The
phosphate transporter genes of PHO86, PHO84, PHO2,
and PHO87 were among the deleted genes in the uraniumsensitive mutant strains, suggesting that genes concernedwith phosphate transport contribute to uranium tolerance.
Seventeen single-deletion strains showed lower uranium
accumulation than the wild type after exposure to agar
medium containing 0.5 mM uranium, and were identified as
mutant strains with low uranium accumulation.
We conducted sorption experiments of REEs on
biogenic Mn oxides produced by Acremonium sp. strain
KR21-2 [7,8]. The distribution coefficients, Kd(REE),
between biogenic Mn oxide (plus hyphae) and 10 mmol/L
NaCl solution showed larger Kd for Ce than neighboring
Ln and Pr called as “a positive Ce anomaly” at pH 3.8
caused by oxidation of Ce(III) to Ce(IV) by the biogenic
Mn oxide, which was confirmed by analysis of the Ce LIIIedge XANES spectra. With increasing pH, the positive Ceanomaly became less pronounced. Furthermore, negative
Ce anomalies were observed at a pH of more than 6.5,
suggesting that Ce(IV) was stabilized in the solution (< 0.2μm) phase, although Ce(III) oxidation to Ce(IV) on thebiogenic Mn oxide was confirmed by XANES analysis.
It was demonstrated that no Ce(III) oxidation occurred
during sorption on the hyphae of strain KR21-2 by theKd(REE) patterns and XANES analysis. The analysis ofsize exclusion HPLC-ICP-MS (Fig. 2) showed that somefractions of REEs in the filtrates (< 0.2 μm) after sorption
experiments were bound to organic molecules (40 kDa
and < 670 kDa fractions), which were possibly released
from the hyphae. Our data indicates that the negative Ce環境中におけるナノ粒子について調べるため、幌延
サ イ ト の 地 下 500m の 地 下 水 中 の 元 素 を SECHPLCICPMS により調べた [9]。その結果、U は数十 ppt 程度の濃度で低分子量のシリカ粒子とともに存在することが分かった。シリカ粒子は Na,K,Mg,Ca 等の元素を含まなかった。無機的なシリカナノ粒子に取り込まれた U の地
下水中での存在を示すデータは世界初であり、U の環境
中移行を解明する上で重要な発見である。
福島第一原子力発電所事故により降下した放射性 Csの挙動を解明する研究として、森林及び土壌中の放射性 Cs の挙動解明に取り組んだ [10-13]。事故後２ヶ月及び 22 ヶ月経過後に福島県内で樹木を採取して、オート
ラジオグラフィー（AR）解析を行った。事故２ヶ月後に飯舘村で採取したカヤ（Torreya nucifera ）及びスギ（Cryptomeria japonica ）では、ほとんどの放射性 Cs が事故以前に成長した（古い）枝葉に沈着し、事故後に成長した新しい枝葉にはほとんど移行していなかった（図 3）。
この結果から、事故後数ヶ月は降下した放射性 Cs が降下位置に留まっていることが分かった。次に、22 ヶ月経過後に大熊町おいてスギ試料の採取した AR 解析結果
から（図 4）、古い枝葉には放射性 Cs が留まっていることが分かった。一方、新しい枝葉でも放射性 Cs が検出され、特に成長が著しい先端部分では濃度が高かったことから、一部の放射性 Cs の移動が確認された。これらの結果は、樹木に降下した放射性 Cs は年オーダーの速図3

事故の２ヶ月後に採取したカヤ（Torreya nucifera ）の
（左）

写真と
（右）
オートラジオグラフ像

赤丸の部分は、事故後に成長した葉（薄緑色）。赤丸の部分には黒い点がほとんど無い。これは、古い葉（黄色の線で示す）に含まれていた放射性Csは若い葉にほとんど移行しなかったことを示す。

Fig.3 Autoradiograph image of Torreya nucifera
sampled after 2 months (left) Photograph (photo) of
Torreya nucifera , (right) autoradiograph image (AR)Red circles indicate the leaves (light green colored leaves
in photo) that grew after the accident. Black spots arepractically zero within the red circles, indicating that theradioactive Cs in old leaves (yellow arrow) were rarelytransported to the young leaves.

anomalies under circumneutral pH conditions arose fromCe(III) oxidation on the biogenic Mn oxide and subsequent
complexation of Ce(IV) with organic ligands. These results
demonstrate that the coexistence of the biogenic Mn oxideand hyphae of strain KR21-2 produces a specific redox
chemistry which cannot be explained by inorganic species.
The chemical forms of actinides and lanthanides in the
groundwater are still unclear after released as chemical
species of cation and/or particles. The saline groundwatercollected at a depth of about 500 m in Horonobe, Japan,
where an underground research laboratory has been built,
was rich in salinity (Na 4900ppm, Cl 7600ppm), iodine (42ppm), and methane gas. We analyzed colloids and ions of thisgroundwater mainly by employing the SEC-UV-Vis-ICPMS technique and focused on speciation of actinide (uranium)
and iodine [9], both of which are of particular importance forradioactive waste disposal. For this, the groundwater sample
was introduced to SEC columns after being passed througha 0.45 µm filter but without further pretreatment such as
isolation of colloids. Chromatographic profiles obtainedwith two different SEC columns were compared. This
study revealed that uranium contained in the groundwater atseveral tens of ppt was associated with low molecular weightsilica species with neutral charge. The silica species werevirtually free of metal elements such as Na, K, Mg, Ca, andAl. This study also found that almost all of the iodine in the
groundwater was iodide (I-). The groundwater contained
an unidentified organic colloid that was not a carrier for theradioactive waste-relevant elements Se, Sr, I, Cs, Th, and U.
The nuclear accident at the FDNPP occurred as aconsequence of the massive earthquake and associatedtsunami that struck the Tohoku and north Kanto regions ofJapan on 11 March 2011. A series of hydrogen explosion
was occurred from 13 March to 15 March at the units 1, 2,
and 3. The release rate of 137Cs on 15 March is estimatedbetween 1012 and 1015 Bq/h. This fallout radioactive Cs
were dispersed from FDNPP to ocean and land. Some of
the released radioactive Cs was deposited on the groundof the area located north-west direction from FDNPP. The
spatial concentration distribution and depth profiles ofradioactive Cs were measured to estimate dose rate and to
estimate the fate in the terrestrial environment.
How were radionuclides attached to and transported
in forest plants and soil after fallout of radionuclides
as a result of the accident at FDNPP. This question
must be resolved to quantify present and future forest
contamination. Distributions of radionuclides in plants
and soil samples are usually measured by cutting small
fractions from the samples. Unfortunately, this techniquerequires considerable time and effort. Thus, we haveapplied an autoradiography technique to analyze the
distribution of radionuclides within the plants and soil
[10, 11].
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度で樹木内を移行することを示唆している。
土壌中の放射性 Cs の化学状態を調べるため、事故１ヶ月後に飯舘村で採取した３種類の土壌を用いて１M
NH4Cl 溶液及び 1M CH3COOH 溶液を用いた脱離試験を行った。さらに、試薬溶液による脱離実験後の残渣土壌

図 4 １F 事故約 2 年後に採取したスギの写真（左）と放射能分布像（右）スギ表面に沈着した放射性Cs は、 で囲んだ1F 事故以前に生育していた枝葉や雌花部分には斑点状に分布します。一方、1F 事故後に生育した で囲んだ枝葉や雄花部分に分布しています。

Fig.4 4 Autoradiograph image of Cryptomeria
japonica sampled after about 2 years(left) Photo of Cryptomeria japonica, (right) AR image.
Blue circles indicate the branches and female flower andold leaves in photo (yellow arrows) that grew before the
FDNPP accident. Red circles indicate that male flower andleaves emerged after the FDNPP accident contained someamounts of radioactive Cs inside them.

図5

脱離試験後の残渣土壌を粒子の大きさで分級した各粒子成分に含まれる放射性 Cs

水ひして得た最も細かい粒子成分（粘土を含む）よりも大きな粒子成
分に放射性Csが多く含まれていた。

Fig.5 Size fractions of radioactive cesium in the soils
sampled in Fukushima-prefectureRadioactive cesium was distributed in the size fractions
larger than the clay fraction which is elutriated.

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We collected Torreya nucifera and Cryptomeria
japonica in Iitate-mura, Soma-gun, Fukushima in May,
2011 and Ookuma-machi, Futaba-gun, Fukushima in
December, 2012, respectively. We placed the samples
on an imaging plate (IP) coated with fluorescent paintthat reacts to radiation and photographed the spatial
distribution of radionuclides. The distribution ofradionuclides in the branches and leaves of T. nucifera (Fig.
3 (left)) was analyzed by the autoradiograph image where
many black spots were present (Fig. 3 (right)).These
black spots appeared on the IP in response to radiation
originating from radioactive Cs. Note that 131I was
decayed out in May. Figure 3 (left) illustrates dark andlight green leaves that grew before (old) and after (young)the accident, respectively. Black spots were present on
the dark green leaves but not on the light green leaves,indicating that radionuclides attached to the old leaves
were rarely transported to the young leaves. The same
result was obtained from analysis of C. japonica .
The autoradiograph image (Fig. 4 (right)) in C. japonica(Fig. 4 (left)) Sumpled on December, 2012 shows many
black spots on the branches and female flowers emerged
before the accident. On the contrary, broadened black
areas were observed in the leaves and the female flowers
emerged after the accident, indicating that radioactive Cs
is translocated from the tree surface to the new branches
and leaves. Since the top of the leaves and male flowers
are in active for growing, and since K ions are known tobe accumulated in the active areas, radioactive Cs may betransported from the old branches to the newer area.
These results clearly shows that radioactive Cs
deposited on the tree surface is slowly translocated to new
growing areas at the rate of year order.
For the estimation of migration of radioactive Cs,
sorption behavior of the deposited radioactive Cs should
be clarified. Cesium at low concentration is strongly
sorbed on mica like minerals. These suggest that someamounts of radioactive Cs are irreversibly sorbed withsoils. However, the characteristics of the irreversible
sorption of fallout Cs in the contaminated soils are
scarcely known. We have carried out the desorption
experiments of radioactive Cs using appropriate reagents
solution to clarify the association of radioactive Cs withsoils [12]. We also carried out the elutriation and sieve
treatment for analyzing the size dependence of radioactive
Cs sorption and the mineral composition. The AR imageof thin-section of the contaminated soils showed thatradiocesium was heterogeneously distributed in the soil.
The desorption experiments with a 1 M NH4Cl solution
and a 1 M CH3COOH solution showed that about 30%
radiocesium was desorbed, indicating that about 70%
radiocesium are present as an immobile one. Even though
no mica-like minerals was detected in the soil, nearly the図 6 鉱物に吸着した放射性 Csを試薬溶液で処理したときに脱離したCs の割合

を Cs 濃度が低くなると (10-9 M) 、脱離試薬で処理した後に固相に残った Cs の割合が多くなった。
Fig.6 Desorbed fraction of radiocesium from minerals at different cesium concentrations-9
When Cs concentration is very low of 10 M, higher amounts of Cs resided after the treatment withdesorption reagents solution.

について篩い分けによる粒度別放射性 Cs 濃度の測定とX 線回折による鉱物組成について分析した。その結果、２種類の試薬溶液で脱離した放射性 Cs は約 30％であった。残りの 70％については土壌に強く吸着されていると考えられる。残渣土壌の篩い分けによる粒度別の放射性 Cs 濃度から、放射性 Cs は粒子の小さい粘土画分だけでなく、比較的大きな粒度中にも存在した（図 5）。X 線
回折による鉱物組成から、粘土画分には雲母などの層状鉱物が存在した。一方、比較的大きな粒子中には雲母様の鉱物が含まれないものもあった。この結果は、放射性Cs は雲母様鉱物以外の鉱物にも強く吸着していることを示している。
そ こ で、 非 雲 母 鉱 物 で あ る、 カ オ リ ナ イ ト、 ハ ロ
イ サ イ ト、 ク ロ ラ イ ト、 モ ン モ リ ロ ナ イ ト、 モ ル デ
ナ イ ト、Mn 酸 化 物、 チ タ ン 酸 化 物、 鉄 酸 化 物 , 及 び
雲母 鉱 物 で あ る イライトについて、吸着・脱離 実 験を行った。吸着実験から Cs 濃度が低い場合には、吸着 係 数 の 序 列 が mordenite > illite > montmorillonite,
sericite, MnO2, kaolinite, and halloysite > chlorite, TiO2,
Al2O3, and FeOOH と な っ た。 脱 離 実 験 の 結 果 か ら、
montmorillonite, mordenite, MnO2 及び kaolinite については、0.1 mole L-1 LiCl 溶液 , 1 mole L-1 KCl 溶液及び 1
mole L-1 HCl 溶液による脱離後も、それぞれ 40%, 40%,
50% 及び 25% が脱離されずに残った（図 6）。この結果から、Cs 濃度が低い場合には雲母様鉱物以外の鉱物にも Cs は強く吸着されることが明らかとなった。福島土壌への放射性 Cs の吸着においても、雲母様鉱物や雲母
以外のカオリナイトや Mn 酸化物などへの強い吸着が放射性 Cs の難移動性の原因と考えられる。
福島や関東圏での排水汚泥処理により生じた焼却灰には高い濃度の放射性 Cs が検出される。焼却灰中の放射性 Cs の化学状態と脱離挙動を明らかにする実験を行っsame result was obtained, suggesting that the minerals
other than mica-like one immobilize radiocesium (Fig. 5).
We studied the adsorption behavior of radioactive
cesium (Cs) by the non-mica minerals kaolinite, halloysite,chlorite, montmorillonite, mordenite, MnO2, TiO2,
Al2O3, and FeOOH [13]. The adsorption and desorption
experiments of Cs on the minerals were carried out at theCs concentrations 1 x 10-4, 1 x 10-5 and 2 x 10-9 mole L-1 at pH
5.5. The desorption of Cs from the minerals was examinedusing 0.1 mole L-1 LiCl, NaCl, KCl, RbCl, and CsCl
solutions. The sequential desorption was examined using
a 0.1 mole L-1 LiCl solution, a 1 mole L-1 KCl solution,
and a 1 mole L-1 HCl solution. The distribution coefficient(Kd) for the minerals at the Cs concentration 10-9 mole L-1
was in the order of mordenite > illite > montmorillonite,
sericite, MnO2, kaolinite, and halloysite > chlorite, TiO2,
Al2O3, and FeOOH, differing from the order observed at
higher Cs concentrations. After the sequential desorption
by the three reagent solutions, the residual fraction of Cs
was lower at the Cs concentration 10-9 mole L-1 than at
higher concentrations. Approximately 40%, 40%, 50%, and
25% of the adsorbed Cs were residual in montmorillonite,mordenite, MnO2 and kaolinite, respectively after thesequential desorption (Fig. 6). These results strongly
suggest that (1) radioactive Cs at 10-9 mole L-1 is morestrongly associated with the non-mica minerals than at
higher concentrations of 1 x 10-4 and 1 x 10-5 mole L-1, and(2) the non-mica minerals montmorillonite, mordenite,kaolinite, and MnO2 contributed to the fixation of theradioactive cesium fall-out on Fukushima soil.
We have analyzed the radioactive fallout cesium (137Cs)
in the sewage sludge ashes (SSAs) produced in Japan after
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Highlights

た [14]。実験では、無機酸や有機酸による焼却灰の溶解を行い、溶解液中の放射性 Cs 濃度及び鉄などの元素濃度の測定を行った。その結果、濃塩酸により放射性 Csの 80-90％が溶離した。溶解液中にはリンと鉄が含まれていた。溶解残渣の電子顕微鏡分析及び X 線回折の結果、残渣物中にはシリカ、長石、粘土鉱物などアルミノ
シリケートが存在していた。この結果から、焼却灰中の放射性 Cs は鉄鉱物やリン酸塩鉱物に取り込まれている。
放射性 Cs の溶解回収量の粒径依存性調べるため、焼却
灰をミルにより粉砕し小粒径化した。その結果、粒径が小さくなるほど放射性 Cs の回収量は増加した。さらに、
鉄と放射性 Cs を含む酸溶液を中性化して鉄沈殿物を生成させる処理を行ったところ、放射性 Cs は溶液中に残った。これらの結果は、焼却灰の小粒径化、酸溶解、溶解
液の中性化処理により 95% 以上の放射性 Cs が回収でき、鉄及びシリカなどの焼却灰残渣には 5% 以下の濃度に減容できることが分かった。

3．成果の意義と波及効果
これまで報告されているバイオミネラリゼーションでは、溶液中に溶解した元素が細胞表面に集まることにより、沈殿物を生成する機構であった。微生物は反応の場を与えるか電子供与体として活用されてきた。我々の発見は、細胞表面を反応場として溶液中に溶解した元素の細胞表面への吸着と細胞の中から細胞外にイオン（ここではリン酸）が供給されることによりナノ粒子が形成される新しい反応の証拠を示した。これらの結果は、細胞の表面を新しい反応場として用いるナノ粒子生成方法の樹立に繋がると考えられる。我々の論文は、SCIENCE
2010 の Editor’s Choice として紹介された [15]。
福島における放射性 Cs の挙動解明に関する研究では、事故後２ヶ月における樹木などに降下した放射性 Cs の
分布を AR 法により可視化した。この結果は、放射性 Cs
等の分布調査とともに、放射性 Cs の環境中の挙動を理解する上で役だった。さらに、土壌中の放射性 Cs の化
学状態分析と鉱物組成との関係から、雲母様鉱物以外にも放射性 Cs が強く吸着することを明らかにした。この
結果は、雲母が存在しない火山灰などに降下した放射性Cs の難移動性を理解する上で重要な知見となった。土壌中の放射性 Cs の化学状態分析結果をまとめた論文は、
JNST の 2012 年 度 の Most Popular Article Award を 受賞した。

4．今後の予定
我々は微生物細胞表面が特異の場となり、細胞内部元
素の細胞外への排出による新しいナノ粒子生成機構を明らかにした。この結果は、細胞の内外を活用する新たな物質創成技術として活用する可能性がある。さらに、微生物と鉱物が共存する系では、鉱物あるいは微生物だけでは起こらない Ce 異常を発見した。また、鉄還元菌と鉄イオンが共存する系で、Se(IV) が Se(-II) に還元され

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December 2014

the FDNPP accident [14]. Five samples of SSAs produced
in 2011 and 2012 were tested. Two of the samples
contained 137Cs (23 and 9.6 kBq/kg, respectively) above
the radioactivity criterion (8 kBq of radioactive Cs per
kg of solid) for controlled landfill disposal in Japan. The
mineral components of SSA are roughly divided into twogroups. One is HCl-soluble phase mainly composed ofphosphates and oxides, and the other is silicates including
quartz, feldspar, and clay. Both the phases contained 137Cs.
The major part (83-91%) of 137Cs was contained in the
HCl-soluble phase. Among the HCl-soluble subphases,
Fe-bearing phases, probably iron oxides, were most
responsible for 137Cs retention, and no positive evidence
was obtained to show that phosphate-bearing phases,
which were included most in SSAs along with silicate
phase, retained 137Cs. To facilitate dissolution of the HClsoluble phase, pre-pulverizing SSAs and subsequentheating them at 95 ℃ in a 6M or a concentrated HClaqueous solution was most effective. The radioactivity
concentrations of 137Cs in all of the HCl-treatment residues
were below the radioactivity criterion. This residue wasmostly composed of silicates. After static leaching testsof the residue at 60 ℃ for 28d, no 137Cs was detected insimulated environment water leachates (pure water andsynthetic seawater), demonstrating that the 137Cs in theresidue are very stably immobilized in the silicates.

3．Importance of the result and its impact
Usual biomineralizations are derived by the sorptionof the dissolved metal ions on the surface to form oxides,
even for phosphate minerals where metals and phosphateions dissolved in the solution were reacted on the cellsurface to form the precipitation. Our finding showedthat metals solved in the solution are reacted with counterions present inside cells on the cell surface as inside out
synthesis. Our finding of the nano-particles formation on
the surface of microorganisms shows that the microbial
surface functions as a new reaction fields to form
nano-particles. These facts suggest the new method tosynthesize nanomaterials from aqueous metal precursors
by biomineralization. These results were introduced in
SCIENCE, 2010 as Editor’s choice [15].
For the study in Fukushima, AR analysis showed direct
evidence of the initial distribution of fall-out radioactive
Cs on the trees and soils, and slow translocation inside
the trees. These results appeared in newspapers after theinterview. The chemical states of the fall-out radioactive
Cs in soil and minerals shows distinct behaviors ofradioactive Cs in environments. These evidence supports
for the remediation of the contaminated soil in Fukushima.
The published paper in JNST was awarded as “Most
Popular Article in 2012”.

ることを明らかにした。Se(IV) は鉄還元菌あるいは 2 価
鉄含有鉱物では Se(0) までしか還元されない。このことは、微生物と鉱物の共存系では共同作用による新たな反応が存在することを示唆している。
福島における研究では、鉱物を中心として放射性 Cs の挙動を解明した。さらに、糸状菌などとの相互作用についても検討して、放射性 Cs の濃集について明らかにしている。これらの成果を活用して、生物を用いる修復やきのこへの移行を阻止する材料の開発を行う予定である。

参考文献

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[3] M. Jiang, et al ., Chemical Geology, 277, 61 (2010).

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[5] M. Jiang, et al ., J. Radioanal. Nucl. Chem., 295, 2283
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[6] SCIENCE Editor’s choice 329, 885 (2010)[7] F. Sakamoto, et al ., Geomicrobiology J., 29, 470 (2012).

[8] K. Tanaka, et al ., Geochim. Cosmochim. Acta, 74, 5463
(2010).

4．Perspectives
We showed specific functions of the microbial cellsurface to form nano-materials by inside out synthesis.
This inside out synthesis found to understand theenvironmental behavior of actinides. In addition, thisinside out synthesis enables to produce nano-materials on
the cell surface as nano-particle factory.
In the environments, organic materals involving
microorganisms and inorganic materials of minerals
are present. We have found the synergy effects of
microorganisms and metal oxides to reduce Se(IV) to
Se(-II), even though microorganisms or Fe oxides alone
reduces Se(IV) to Se(0). This synergic reactions strongly
suggest the importance of solid phase to dominate thetransformation of actinides in the environments.
Fungi are known to accumulate Cs. This specificaccumulation by fungi may cause high concentrationof radioactive Cs in their fruiting body. Our findingsof specific sorption of radioactive Cs by minerals,
applying to reduce the transport of radioactive Cs in thecontaminated medium and wood log to the fruiting body.

[9] K. Tanaka, et al ., Chemistry Letters, 40 806 (2011).
[10] N. Kozai, et al ., Water Research, 47, 1570 (2013).

[11] F. Sakamoto, et al ., Transactions Atomic Energy Soc.
Japan, 11, 1 (2012) (in Japanese).

[12] F. Sakamoto, et al ., Transactions Atomic Energy Soc.
Japan, 12, 257 (2013) (in Japanese).

[13] N. Kozai, et al ., J. Nucl. Sci. Technol., 49, 473 (2012).

[14] T. Ohnuki, et al ., J. Nucl. Sci. Technol., 50 369 (2013).
[15] N. Kozai, et al ., Water Research (in press).

基礎科学ノート

Vol.22 No.1

December 201464