J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152 p.39 ∼ 46 (2022)

土壌有機物が土壌中の Cs の移動に与える影響
辰野宇大 1 · 濱本昌一郎 2 · 二瓶直登 3 · 西村 拓 2

Effect of soil organic matters on Cs migration in soils
Takahiro TATSUNO1 , Shoichiro HAMAMOTO2 , Naoto NIHEI3 and Taku NISHIMURA2

ることが報告されている（Sawhney, 1977; Comans and1. はじめに2011 年の東京電力福島第一原子力発電所事故により大量の放射性核種が環境中に放出された（MEXT, 2011;
Terada et al., 2012）．放射性核種のうち放射性セシウム（Cs），特にセシウム 137（137 Cs）は半減期が 30.1 年と長く（Spezzano, 2005），周辺環境や人体への影響を鑑み，事故後 11 年が経過した現在でも動態把握が重要視されている．Cs は土壌中の粘土鉱物に強く吸着する（Delvaux
et al., 2000; Zachara et al., 2002）ため，土壌表層に留まることが報告されている（Yamaguchi et al., 2012）．事Hockley, 1992; Fan et al., 2014）．
2.1 Cs 吸着サイト
Cs は 1 価の陽イオン（Cs+ ）であり，粘土鉱物の永久荷電や変異荷電由来の負電荷を持つ粘土平面部に静電的に吸着する（Sawhney, 1977; Fan et al., 2012）．その際，Cs は周囲に水和殻をもつ状態で粘土平面部と外圏錯体を形成する（Fan et al., 2014）．このような外圏錯体
はカルシウムイオンなどの他の水和イオンが多量に存在する場合は吸着が阻害され，一度吸着した場合でも他の陽イオンとの交換によって粘土平面部から脱離する．
一方，Cs はイオン半径が 0.174 nm とナトリウムイオン

故後，福島県内の居住区域や圃場等では重機を用いた表やカリウムイオンと比べても大きく，水和エネルギーが土や地表植生の除去が行われ，土壌表層の Cs の除染が小さいため脱水和状態で土壌中に存在しやすい（Lee et

積極的に進められてきた（MOE, 2018）．一方，福島県

al., 2017）．脱水和した Cs は 2:1 型粘土鉱物のケイ酸四の県面積の約 7 割を占める森林域では積極的な除染が進められておらず，いまだに多くの Cs が残留している（Takahashi et al., 2018）．また，森林土壌では農地や草地と比べ比較的土壌深くまで Cs が移動しやすいことが報告されており，その原因として土壌中の有機物の影響が指摘されている（Koarashi et al., 2012）．本稿では，土壌中の Cs 移動における土壌有機物の影響について概説
する．

2. Cs 吸着サイトと Cs 濃度の影響
Cs は土壌中の粘土鉱物，特にイライトなどの 2:1 型層状粘土鉱物に特に強く吸着する（Sawhney, 1977; Comans
et al., 1991）．2:1 型層状粘土鉱物は Cs の吸着サイトとして，粘土平面部，六員環，フレイド · エッジ · サイト（FES）をもち（Fig. 1），これらの吸着サイトは Cs に対する吸着容量や吸着選択性，吸着時の反応速度が異な
1 Institute of Environment Radioactivity, Fukushima University, 1
Kanayagawa, Fukushima 960-1296, Japan. Corresponding Author: 辰
野宇大，福島大学環境放射能研究所，〒960-1296 福島県福島市金谷川
1 丁目，t.tatsuno@ier.fukushima-u.ac.jp
2 Graduate School of Agricultural and Life Sciences, The University ofTokyo, 1-1-1, Yayoi, Bunkyo-ku, Tokyo 113-8657, Japan.
3 Faculty of Food and Agricultural Sciences, Fukushima University, 1
Kanayagawa, Fukushima 960-1296, Japan.
2022 年 7 月 31 日受稿 2022 年 10 月 31 日受理

Fig. 1 2:1 型層状粘土鉱物における Cs の吸着サイト（西村,2017 改）．

土壌の物理性40

第 152 号（2022）

Table 1 カリウム飽和イライト試料における Cs 吸着サイトの吸着選択性と吸着容量（Comans et al., 1991 改）．

い．しかし，2.1 節で述べたように，イライトなどの 2:1

カリウム飽和イライトへの Cs 吸着

る吸着選択性が異なる複数の吸着サイトを持つため，土

FES

六員環

粘土平面部

壌や粘土試料を用いた Cs 吸着実験では土壌溶液の Cs

9.4
0.25
37.1
71.7

3.2
2.50
1.8
3.5

1.5
97.25
12.8
24.8

型層状粘土鉱物は粘土平面部や FES といった Cs に対す濃度によって分配係数が異なることが報告されている．
In Kc
b capacity（% of CEC）
c sorbed Cs（ µ g g−1 ）d % of total sorbed CsaStaunton（1994）はバーミキュライトやモンモリロナイ
ト，イライトを主要な粘土鉱物として含む土壌試料に対して Cs 濃度 0 ∼ 1 × 10−3 mol L−1 の濃度の異なる溶液を用いた Cs 吸着実験を行い，吸着等温線の直線性が 1

鉱物の膨潤層と非膨潤層の境目にある六員環に Cs が吸× 10−6 mol L−1 以上では成り立たないことを報告した．
山口（2014）はこの結果に対し，FES のような吸着選択性の高いサイトへの Cs 吸着をふくむ実環境中の Cs 吸
着動態をバッチ吸着実験で評価するには，1 × 10−6 mol
L−1 以下の濃度の Cs 溶液を用いた実験が必要であると指摘した．また，Fan et al.（2014）はイライトやバーミ
キュライトを対象とした Cs 吸着実験の結果を吸着選択

着したまま層が閉じると，Cs はほぼ不可逆的に吸着さ性の異なる複数の吸着サイトを仮定した吸着モデルを用れるため Cs は粘土鉱物に固定化される．このような粘いて解析を行い，反応溶液の Cs 濃度が上がっても FES

土層間の特異な吸着サイトはフレイド · エッジ · サイト

における Cs 吸着量は変わらないが，粘土平面部におけ（FES）と呼ばれる．Comans et al.（1991）はカリウム飽

る吸着量は増加することから，Cs 吸着実験において Cs

和させたイライト試料に対して 137 Cs と安定態セシウム

溶液の濃度が大きくなるほど粘土平面部への Cs 吸着割（133 Cs）を用いた Cs 吸着実験を行い，イライトの粘土合が高くなることを示した．このように，土壌中の粘土

平面部，六員環，FES における Cs の選択係数（Kc）と鉱物，特にイライトなどの 2:1 型粘土鉱物では，粘土平a 吸着選択性（Kc 値），b イライト試料中の CEC における各吸着サイ
トが占める割合，c イライト試料への Cs 吸着量，d Cs 吸着総量に対する各吸着サイトの吸着割合

面体シート上にある六員環にはまりこみ内圏錯体を形成する（Sawhney, 1977; Fan et al., 2014）．特に，層状粘土

イライト全体の陽イオン交換容量（CEC）に対する各サ

面部や FES といった Cs に対する吸着選択性や吸着容量

イトの吸着容量の割合，粘土に吸着したサイト別の Csが異なるサイトが存在し，土壌溶液中の Cs との吸着反吸着量と吸着割合についてまとめた（Table 1）．FES は応において分配係数が溶液中の Cs 濃度に依存している．

CEC に占める吸着サイトの割合は 0.25 % 程度と非常に低いが，Cs に対する吸着選択性が粘土平面部より高く，Cs を選択的に吸着しやすい．一方，粘土平面部は吸着選
択性は FES と比べて低いが，吸着サイトの割合は全体の 97.25 % と非常に大きい．また，Comans and Hockley（1992）はイライト試料には複数の異なる反応速度を持つ吸着サイトがあると仮定し，Cs 吸着 · 脱離実験を行っ

バッチ吸着実験等の室内実験において，Cs の動態把握をた．結果，粘土平面部のような可逆的な吸着サイトではロッパで採取された砂質から粘土質までの 47 種類の土

数時間程度で Cs の吸着反応が平衡状態に達する一方で，壌の FES における CEC は 0.01 ∼ 4.86 mmol kg−1 と推FES のような不可逆的な吸着サイトでは平衡状態に達す

定されており（Delvaux et al., 2000），たとえ 10 万 Bq

るまでに数週間から数か月の時間を要すると報告した．

kg−1 の 137 Cs が土壌に与えられたと考えた場合でも，CEC に概算しておよそ 2 × 10−7 mmol kg−1 程度であるため，土壌中には 137 Cs を固定するには十分な量のFES が存在すると考えられる（山口, 2014）．事故直後
は 137 Cs が FES に固定されるため，土壌表層近傍に留2.2 液相の Cs 濃度と Cs 吸着サイトの関係
Cs と粘土鉱物の吸着において，土壌と土壌溶液が平衡状態にある時の Cs が土壌固相と溶液にどのような割合で分配されているのかを示す指標として，土壌固相の Cs
濃度（S, Bq kg−1 ）と土壌液相の Cs 濃度（C, Bq L−1 ）の比である分配係数（Kd , L kg−1 ）が用いられる（Staunton,1994）．

行う際には対象とする Cs 吸着サイトとその濃度依存性を考慮して実験を行うべきである．

3. 有機物と Cs の移動
上述のように，Cs は土壌中の FES に固定される．ヨー

まると考えられた．しかし，いくつかの事例では比較的土壌深くまでの移動も報告されている．Takahashi et

着量と土壌溶液（液相）中の Cs 濃度の関係をプロット

al.（2018）は事故後 3 か月が経過した 2011 年 6 月から2017 年までの 6 年間，福島県のスギ林土壌において土壌中の 137 Cs 濃度の鉛直分布を継続的に調査し，2011 年
時点では土壌深さ 3 cm 程度までしか検出されなかった
137 Cs が 6 年後には 20 cm 以深まで移動していることを報告した．また，Koarashi et al.（2012）は事故直後の福した吸着等温線が直線の場合，土壌中の Cs 吸着サイト

島県内の草地，畑地，森林土壌において表層土壌の採取は 1 種類であり，分配係数は Cs 溶液の濃度に依存しなを行い，表層土壌の 137 Cs 保持率は粘土含有量に対して

Kd =

S
C

(1)

土壌と Cs 溶液の吸着実験において，土壌固相の Cs 吸

解説：土壌有機物が土壌中の Cs の移動に与える影響
正の相関をもつ一方，粘土含有量と土壌有機炭素量の比に対しては負の相関を持つことを示し，粘土鉱物に土壌有機物が吸着することで表層土壌において 137 Cs の粘土鉱物への固定が阻害され，移動が促進される可能性を指
摘した．

41

3.2 土壌中の水の流れに伴う Cs 移動に有機物が与える影響

3.2.1 風化花崗岩土壌中の Cs 移動に有機物が与える
影響
有機物は土壌に吸着することで，粘土鉱物の層間やたはそれらが土壌微生物によって分解されることで鉱FES への吸着を阻害する場合や，電気的な吸着サイトを増加させて Cs 吸着を促進させる場合がある．しかし，有機物の吸着が土壌への Cs 吸着量や分配係数に与える影響を報告した上述の既往の研究は，溶液中の Cs と土質土壌に有機物が供給される（Tan, 2014）．土壌有機物

壌の反応時間が十分に確保された平衡条件下を仮定した

は土壌中の粘土鉱物表面の水酸化鉄と有機物表面のカルバッチ吸着実験の結果に基づく報告である．FES のよう

ボキシル基の配位子交換反応や，カルボキシル基から水な Cs の吸着反応が平衡状態に達するまで数週間から数

素イオンが解離することで負に帯電した有機物が粘土鉱

か月の時間を要する吸着サイトの寄与を踏まえると，降物の変異荷電で生じた正電荷に吸着することで土壌に吸

雨時の土壌中の水の流れに伴って生じる数秒から数時間着する（Deb and Shukla, 2011; Tan, 2014）．Dumat and程度の反応時間の短い現象，すなわち土壌中の固液相間

Staunton（1999）は腐植物質の画分であるフミン酸やフの Cs 吸着反応が非平衡条件である場合の Cs 移動に対しルボ酸を吸着させたイライトとモンモリロナイトに対て，上述のバッチ吸着実験で得られた分配係数等の結果

して Cs 吸着実験を行い，土壌有機物の吸着に伴って各を単純に適用できるかどうかは不明である．Tatsuno et

試料の分配係数が低下し，土壌に吸着した土壌有機物がal.（2022）は降雨時の土壌水の移動に伴う Cs 移動を風土壌への Cs 吸着を阻害していることを示した．Tatsuno

化花崗岩土壌を用いたカラム通水実験で再現し，土壌にet al.（2022）はリター試料から抽出した有機物を用いて有機物を吸着させた風化花崗岩土壌に対する Cs 吸着実験を行った．結果，溶存有機炭素濃度 5 mg L−1 と土吸着した有機物が Cs 動態に与える影響について調べた．

3.1 有機物の粘土鉱物への吸着と Cs 吸着に与える影響
森林や畑地において，地表のリターや動植物遺骸，ま当該研究では，前述の土壌試料への Cs 吸着における液相の Cs 濃度の影響を考慮し，おもに粘土平面部への吸壌溶液中の炭素量と同程度に低濃度の有機物溶液を与え着を対象に 1.50 × 10−4 mol L−1 の 133 Cs 溶液（高濃度た場合，土壌試料の分配係数が有機物供給前と比べ半分

Cs 条件）と，FES への吸着を対象とした 2.27 × 10−11
mol L−1（低濃度 Cs 条件）の 137 Cs 溶液の 2 種類の Cs 溶液を用いた実験が行われた．高濃度 Cs 条件下における有機物を吸着させた土壌中の Cs 移動は，土壌からの Cs

程度の値になった．負電荷をもつ有機物は層状粘土鉱物のエッジ部分に生じるアルミニウム八面体シート由来の正電荷に吸着しやすいため（Dumat and Staunton, 1999;

Tan, 2014），少量の有機物が土壌に吸着しただけでも土壌への Cs 吸着が阻害されると考察した．また，Fan etal.（2014）はフミン酸を吸着させたイライト試料やバー
ミキュライト試料に対する Cs 吸着実験の結果を広域 X

流出が減少した一方で通水後の逐次抽出において交換態

粘土層間への Cs 吸着が阻害されることを示した．一方，

Cs の吸着量が増加したことから，土壌に吸着した有機物によって土壌への静電的な Cs 吸着が増加し，Cs の移動が遅延したと考察した．低濃度 Cs 条件下では，土壌への Cs の固定が阻害され，土壌からの Cs 流出が増加した
ことから，土壌に吸着した有機物が FES への Cs 吸着を阻害し，土壌中の Cs 移動が促進されたと考察した．当粘土平面部への吸着においては，フミン酸が吸着しても該研究では，有機物が土壌に吸着することで，静電気的バーミキュライトの場合は吸着量が変化しなかったのにな Cs 吸着は増加し，FES への Cs 固定が阻害されると対し，イライトではフミン酸を吸着させた場合に粘土平いうバッチ吸着実験の場合と定性的には同様の結果が得

面部への吸着が増加したため，結果的に，バーミキュラられた（Dumat and Staunton, 1999; Fan et al., 2014）．た

イトではフミン酸の吸着によって試料全体の Cs 吸着はだし，低濃度 Cs 条件下の結果については，カラム通水減少したが，イライトでは Cs 吸着量は減少しなかったと

実験後の逐次抽出において土壌から交換態 Cs が検出さ

線吸収微細構造法や逐次抽出，吸着モデルの解析を合わせて考察し，フミン酸が吸着することで両試料の FES や報告した．土壌中の pH が上昇すると，土壌に吸着した有機物の表面にあるカルボキシル基が解離して，土壌のCEC が増加することで，Cs の吸着量が増加する（Lianget al., 2006; Fan et al., 2012）．このように，粘土鉱物に吸着した有機物が土壌や粘土鉱物全体への Cs 吸着に与える影響は，層状粘土鉱物の層間，FES への Cs 吸着を阻害するという点は共通しているが，土壌への静電的な Cs

れたことから，既往の報告を踏まえて Cs 濃度 1 × 10−6

mol L−1 の溶液を使用した場合でも，土壌に供給された
Cs が FES のような吸着選択性の高いサイトだけでなく，粘土平面部のような選択性の低いサイトにも吸着したことに留意する必要がある．

3.2.2 平衡 · 非平衡吸着モデルの検討
本節では，土壌中の水の流れに伴う Cs 移動において，吸着を増加させる可能性を踏まえると粘土鉱物種や土壌液相の Cs が土壌固相に平衡，または非平衡吸着すると仮の pH に応じた有機物による静電的な吸着サイトの増加

定した場合の Cs 流出の予測や，土壌に吸着した有機物がによっても異なることが考えられる．

Cs 吸着選択性の異なるサイトに与える影響を Hydrus1D

土壌の物理性

42

第 152 号（2022）

Table 2 計算に使用したパラメータ．

θs

θr

Ks

0.51

0.00

0.047

α

n

l

Dw

λ

ρ

0.095

1.30

（cm3 cm−3 ）（cm3 cm−3 ）（cm min−1 ）（cm−1 ） （-） （-）（cm2 min−1 ）（cm）（g cm−3 ）0.027

Ver. 4.17 を用いて評価した．風化花崗岩中の Cs 移動を
移流分散式（式（2））を用いてを計算した．
(
)
∂s
∂θc
∂
∂c
∂ qc
θD
=
−
−ρ
∂t
∂z
∂z
∂z
∂t

(2)

1.23 0.5

0.0012モデル 3：平衡吸着および非平衡吸着モデル（Two sites 平衡 · 非平衡吸着モデル）
固相の吸着サイト s が瞬間的に平衡状態に達する平衡吸着サイト se （g cm−3 ）（式（5））と時間依存的な非平衡

ここで，θ（cm3 cm−3 ）は体積含水率，C（g cm−3 ）は液吸着サイト sk （g cm−3 ）（式（6））の 2 つの吸着サイト

相の溶質濃度，D（cm2 min−1 ）は溶質拡散係数，q（cmをもつと仮定した（式（7））． f （-）は固相の吸着サイト

min−1 ）はフラックス，ρ （g cm−3 ）は乾燥密度，s（gにおける平衡吸着サイトの割合である．

cm−3 ）は固相の溶質濃度である．通水条件はカラム通
水実験と同様に，土壌上端に 1 cm 深さの湛水深を設け，下端の水圧勾配は 0 とした．土壌の水理学的性質は van
Genuchten 式や Carsel and Parrish（1988）の実験値をもとに得られた値を使用した（Table 2）．また，拡散係数
D（= Dw + λ × u，u：平均間隙流速（cm min−1 ））はカ
ラム通水実験において Cs 溶液通水時に添加した臭素イオンの流出結果に対して Hydrus1D の逆解析プログラムで算出した分散長 λ （= 0.095 cm）や溶質拡散係数 Dw（= 0.0012 cm2 min−1 ）を用いて算出した．
移流分散式の右辺第三項（遅延項）については下記の 4∂ se∂C= f Kd
∂t
∂t

(5)

[
]
∂ sk
= α (ske − sk ) = α (1 − f )KdC − sk
∂t

(6)

∂s
=ρ
∂t

{
f Kd

[
]}
∂C
+ α (1 − f )KdC − sk∂t(7)

モデル 4：2 つの異なる非平衡吸着モデル

つの吸着モデルを検討した（Chamindu Deepagoda et al.,2011，Fig. 2）．

土壌固相が粘土平面部のような可逆的な吸着サイト sk1

モデル 1：単一の平衡吸着サイト（One site–平衡吸着モ
デル）

（式（8）
）と FES のような不可逆吸着サイト sk2（式（9））の 2 つの異なる非平衡吸着サイトを持つと仮定した（式（10））．ここで ka1 , ka2 は吸着定数（min−1 ），Kd は脱離

まず，土壌固相が単一の吸着サイトしか持たず（式（3）），
固相 – 液相間の溶質の吸脱着が瞬間的に，且つ，可逆的におこる状態を仮定した．

∂ s ∂ KdC
=
∂t
∂t

(3)

モデル 2：単一の非平衡吸着サイト（One site–非平衡吸
着モデル）
固相への溶質の吸着において，溶質吸着が時間依存的な吸着反応を示し（非平衡状態）（式（4）），固相‐液相間の吸脱着が単一の速度定数 α （min−1 ）で表される場合の吸着モデルを One site–非平衡モデルとした．α（min−1 ）は速度定数であり，ske （g cm−3 ）は液相と平衡状態の固相の溶質濃度，sk （g cm−3 ）は非平衡状態の固相の吸着
サイトの溶質濃度である．

∂ sk= α (ske − sk ) = α (KdC − sk )∂t

(4)Fig. 2 固 相 – 液 相 間 の 溶 質 吸 着 モ デ ル（Chamindu
Deepagoda et al., 2011）．

解説：土壌有機物が土壌中の Cs の移動に与える影響

43

Table 3 高濃度 Cs 条件下の Cs 移動におけるフィッティングパラメータ．
吸着モデル

1） One site–平衡 2） One site–非平衡 3） Two sites-平衡 · 非平衡 4） Two site–非平衡

Kd (cm3 g-1）
α (min−1 ）f （-）
フィッティング
パラメータ
ka1 （min−1 ）Kd 1（min−1 ）ka2 （min−1 ）

103

112
0.017
1.00× 10−10
4.78
0.017
0.95 × 10−4

1.87 × 10−3

RMSE

112
0.017

3.94× 10−5

3.93 × 10−5

3.93 × 10−5

Fig. 3 高濃度 Cs 条件下の未処理土壌からの Cs 流出の実験値（Tatsuno et al., 2022より抜粋）と計算値．One site–非平衡，Two sites-平衡 · 非平衡，Two sites-非平衡のCs 流出の計算値はほぼ一致する．

定数（min−1 ）である．

∂ sk
ρ 1 = ka1 θ C − kd1 ρ sk1∂tからの Cs 流出の開始が非平衡吸着を含む他の吸着モデ
ルと比べて遅延した（Fig. 3）．一方，非平衡吸着サイト(8)を含むその他の 3 つの吸着モデルは Hydrus1D の Cs 流
出の計算結果がほぼ一致し，One site–平衡吸着モデルと比べて RMSE 値が低く，カラム通水実験における Cs 流

∂ sk
ρ 2 = ka2 θ c
∂t

(9)

∂s
= ka1 θ C − kd1 ρ sk1 + ka2 θ c
∂t

(10)

出の実験値ともほとんど一致した（Fig. 3）．また，Two
sites-平衡 · 非平衡吸着モデルにおいて平衡吸着サイトの割合を示す f 値が 1 ×10−10 と非常に低い値を示したことから（Table 3），カラム通水実験における Cs 吸着のほとんどが非平衡吸着であると考えられる．実際の放射能

Tatsuno et al.（2022）の高濃度 Cs 条件下で有機物を汚染地域においても，土壌中の流水条件下の速い Cs 移吸着してない風化花崗岩土壌中におけるカラム土壌から

動は，土壌への Cs 吸着時間が短い非平衡条件下の吸着の Cs 流出の結果を対象に，速度定数 α 等の各吸着モ反応であると考えられ，バッチ吸着実験において算出さデルのパラメータをフィッテングパラメータとして扱いれた分配係数のような平衡吸着を仮定した実験結果を単（Table 3），各吸着モデルを含む移流分散方程式を用いた

純に適用して土壌中の速い Cs 移動を表すことが難しい

土壌カラムからの Cs 流出を計算した（Fig. 3）．また，モことが示唆された．

デル間の計算値の精度にて二乗平均平方根誤差（RMSE;

Root mean squared error）を用いて比較を行った．
One site–平衡吸着モデルでは Cs 供給開始後に供給した Cs が速やかに土壌固相へ吸着されるため，Cs 供給を開始しても土壌カラムから Cs がすぐには流出せず，土壌3.2.3 有機物が可逆的 · 不可逆的な Cs 吸着サイトの吸着定数に与える影響
次いで，土壌中の速い Cs 移動において，土壌に吸着した有機物が粘土平面部のような Cs が可逆的に吸着するサイトと FES のような不可逆的に吸着するサイトへ

土壌の物理性

44

第 152 号（2022）

Table 4 有機物が吸着した土壌における吸着 · 脱離定数の変化．
（A）高濃度 Cs 条件

フィッティング
パラメータ

ka1 （min−1 ）
Kd1 （min−1 ）Kd2 （min−1 ）未処理土壌

有機物吸着土壌4.78
1.68 × 10−20.95 × 10−4

6.05
1.45 × 10−2
1.02 × 10−3（B）低濃度 Cs 条件
未処理土壌 有機物吸着土壌

1.17
0.26 × 10−2
2.09

1.18
0.80 × 10−20.61

物が土壌に吸着することで土壌への静電的な Cs 吸着が増加したことが示唆された（Table 3）．低濃度 Cs 条件の未処理土壌においては，可逆吸着サイトの吸着定数 ka1（=1.17 min−1 ）が不可逆吸着サイトの吸着定数 ka2 （=2.09 min−1 ）の約 0.56 倍になり（Table 3），低濃度 Cs 条
件下では，バッチ実験のような平衡状態における土壌への Cs 吸着の場合と同様に，非平衡条件下の Cs 移動においても FES のような吸着選択性の高いサイトへの Cs 吸
着が増加することが確認された．また，有機物吸着土壌では不可逆吸着サイトの吸着定数が土壌試料の 3 分の 1
以下（ka2 = 0.61 min−1 ）となり（Table 3），風化花崗岩土壌において有機物が土壌に吸着することで FES を含む吸着選択性の高いサイトへの Cs 吸着が阻害され，Cs移動が促進されることが確認された（Fig. 4）．

3.3 有機物粒子や有機物と鉱物粒子の複合体による Csの担体輸送
上述のように有機物は土壌に吸着することで Cs の移動に影響を与える．これとともに，土壌微生物によって分解された微小な有機物粒子が Cs の移動媒体として働くことで土壌中の Cs 移動を促進する可能性もある．有機物は表面のカルボキシル基などに Cs を吸着させることで外圏錯体を形成する（Celebi et al., 2009; Manaka etFig. 4 （A）高濃度，および（B）低濃度 Cs 条件下のカラム
通水実験における土壌からの Cs 流出濃度の変化（Tatsuno etal., 2022 より抜粋）と Hydrus1D Ver. 4.17 を用いた計算値．

al., 2021）．Nakanishi et al.（2014）は福島第一原子力発
電所から 67 km 離れた阿武隈山地の落葉森林土壌中において，ライシメーターを用いた土壌浸透水の採取を行い，土壌水中の溶存有機炭素濃度と Cs 濃度に正の相関があることを示し，有機物の分解により土壌に放出されの Cs 吸着に与える影響について，Two sites–非平衡モデ

た Cs の一部は水溶態 Cs だけではなく，微小な有機物に吸着した Cs の可能性があることを報告した．森林土壌

ルを用いて検討する．土壌試料および有機物を吸着させにおいて，Cs が比較的土壌深くまで移動している理由とた土壌試料（有機物吸着土壌），および処理を行っていして，土壌に吸着した有機物が FES への Cs 吸着を阻害ない土壌試料（未処理土壌）における高濃度，および低することに加え，微小な粒子状有機物による移動促進が濃度 Cs 条件下の Cs 流出の実験値（Tatsuno et al., 2022）

考えられる．しかし，ライシメーターのような現地におを対象に，Hydrus1D を用いて各サイトの吸着，脱離定

ける土壌水の分析では，分解された土壌有機物と Cs と数を求め（Table 3），Cs 流出を計算した（Fig. 4）．高濃の錯体，または，細胞内に Cs を内包する形で移動する

度 Cs 条件下の未処理土壌では，可逆吸着サイトの吸着

微粒子状有機物や，Cs を吸着した鉱物粒子と有機物の複定数 ka1（= 4.78 min−1 ）が不可逆吸着サイトの吸着定数ka2（= 0.95 × 10−4 min−1 ）よりも大きく，カラム通水実

合体といった Cs の移動を促進しうる粒子の形態までは験の場合と同様に，高濃度 Cs 条件下の土壌への Cs 吸着

ウムイオン濃度が異なる条件下での 137 Cs 溶液（2.27×の多くは粘土平面部への静電的な吸着であると考えられ

10−11 mol L−1 , 低濃度 Cs 条件）と溶存有機物を用いたる（Table 3）．また，有機物吸着土壌においては吸着定数

バッチ吸着実験を行い，溶液中のナトリウムイオン濃度ka1（= 6.05 min−1 ）が土壌試料の約 1.27 倍となり，有機が 1 × 10−3 mol L−1 以上の条件下では錯形成が難しい

明らかにされていない．Tatsuno et al.（2022） はナトリ

解説：土壌有機物が土壌中の Cs の移動に与える影響ことを示し，カラム通水実験で溶存有機物による Cs の

45

引用文献

担体輸送効果を評価する場合は，土壌液相中の共存イオ
ン濃度が比較的少ない条件下で実験を行う必要があるとCarsel, R.F. and Parrish, R.S. (1988): Developing joint prob-

指摘した．また，本研究では事故以前の 2008 年に埼玉ability distributions of soil water retention characteristics.

県秩父の東京大学演習林で採取したリター試料を用いてWater Resour. Res., 24: 755–769.

カラム通水実験を行ったため，有機物の細胞内に取り込

Celebi, O., Kilikli, A. and Erten, H.N. (2009): Sorption of

まれた Cs の移動については評価できていない．この点

radioactive cesium and barium ions onto solid humic acid.

については，現在も除染が十分に行われていない福島県

J. Hazard. Mater., 168: 695–703,

内の帰還困難区域内から採取した有機物試料を用いるこ

doi:10.1016/j.jhazmat.2009.02.090.

とで，有機物粒子による Cs の土壌内移動の促進効果につChamindu Deepagoda, T.K.K., Kawamoto, K., Saito, H., De

いて検討することができると考えられる．また，鉱物粒

Jonge, L.W., Moldrup, P. and Komatsu, T. (2011): Mo-

子と有機物の複合体の場合は，粒子表面の負電荷の増加

bilization and leaching of natural and water dispersible

や土壌内での易動性は土壌の pH やイオン強度条件など

colloids in aggregated volcanic ash soil columns. Soilsの影響を大きく受ける（Morales et al., 2011）．また，複Found., 51: 123–132, doi:10.3208/sandf.51.123.

合体が土壌固相に吸着することも考えられるため（Flury

Comans, R.N.J. and Hockley, D.E. (1992): Kinetics of cesium

and Qiu, 2008），有機物と鉱物粒子の複合体により Cs のsorption on illite. Geochim. Cosmochim. Acta, 56: 1157–

移動が必ず促進されるわけではないと考えられる．この1164, doi:10.1016/0016-7037(92)90053-L.

ような，有機物粒子や有機物と鉱物粒子の複合体によるComans, R.N.J., Hller, M. and Preter, P. De (1991): Sorption

Cs の担体輸送についても今後，適正な実験条件下による

of Cs on illite nonequilibrium behavior and reversibility. J.

カラム通水実験や数値実験を用いた検討が必要である．

4. まとめPhys. Act. Health, 55: 433–440,
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林部における全面的な除染は行われず，森林土壌にはい

Delvaux, B., Kruyts, N., Maes, E. and Smolders, E. (2000):

まだに多くの Cs が残留しているため，今後も土壌内のFate of radiocesium in soil and rhizosphere. In Gob-

動態把握が重要であると考えられる．森林土壌では土壌

ian, G.R., Wenzel, W.W., and Lombi, E. (ed.) Trace

中の有機物の存在により Cs が比較的土壌深くまで移動

Elements in the Rhizosphere, pp. 61-90. CRC Press,

しており，バッチ吸着実験や放射能汚染地域の土壌調査

doi:10.1201/9781420039993.ch4.

に基づく既往の研究から，林床の有機物などが土壌中のDumat, C. and Staunton, S. (1999): Improvements in MPTP-

粘土鉱物に吸着することで，土壌固相への Cs 吸着を阻

induced object retrieval deﬁcits and behavioral deﬁcits af-

害し，Cs 移動を促進していることが報告されてきた．一

ter fetal nigral grafting in monkeys. Prog. Brain Res., 46:

方，降雨時の土壌水の移動に伴う速い Cs 移動は，バッ

187–200, doi:10.1016/S0079-6123(08)62645-X

チ吸着実験の結果をもとにした平衡状態の物質移動論でFan, Q.H., Tanaka, M., Tanaka, K., Sakaguchi, A. and Taka-

説明することが難しい．これらについては，カラム通水

hashi, Y. (2014): An EXAFS study on the effects of nat-

実験のように液相の Cs と土壌固相の反応時間が短い状

ural organic matter and the expandability of clay minerals

態での Cs 移動を再現した研究や，数値実験によって速度定数などの速度論に基づくパラメータの検討が必要である．また，森林土壌においては，林床の有機物の分解に伴い下層に放出される微粒子状有機物による Cs の輸送，移動促進効果も考えられるため，これについても今後検討が必要である．

on cesium adsorption and mobility. Geochim. Cosmochim.
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謝辞

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Koarashi, J., Atarashi-Andoh, M., Matsunaga, T., Sato, T.,

本研究は，科研費基盤研究（A）15H02467 の支援を受

Nagao, S. and Nagai, H. (2012): Factors affecting vertical

けて行った．また，現地における試料採取や土壌試料のdistribution of Fukushima accident-derived radiocesium in

分析においては NPO ふくしま再生の会や東京大学環境

soil under different land-use conditions. Sci. Total Envi-

地水学研究室，同大学大学院農学生命科学研究科アイソron., 431: 392–401, doi:10.1016/j.scitotenv.2012.05.041.

トープ農学教育研究施設の方々にご協力いただいた．こLee, J., Park, S.M., Jeon, E.K. and Baek, K. (2017): Selective

こに記して感謝する．

and irreversible adsorption mechanism of cesium on illite.

土壌の物理性

46

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要旨

放射性セシウム（Cs）は土壌中の 2:1 型層状粘土鉱物，特に粘土層間にあるフレイド · エッジ · サイト（FES）に強く吸着される．既往のバッチ吸着試験や放射能汚染地の土壌試料の分析結果から，粘土鉱物に土壌中の有機物が吸着することで FES への Cs 吸着を阻害し，比較的土壌深くまで Cs が移動することが報告されている．しかし，降雨時の土壌水の移動に伴う Cs の速い移動では，バッチ吸着試験における分配係数のような平衡状態の Cs 吸着における実験結果を用いて土壌中の Cs 動態や有機物による影響を説明することは難しく，室内実験において流水条件下の Cs 動態を再現した研究や数値実験において有機物の影響を評価する必要がある．また，土壌有機物は Cs の輸送媒体として働くことで Cs 移動を促進する可能性も指摘されており，今後研究が必要である．
キーワード：放射性セシウム，土壌有機物，平衡 · 非平衡吸着