原子力バックエンド研究

Vol.9 No.1

総説

地層処分における微生物の影響−研究の現状と今後の課題−
大貫敏彦*
様々な微生物が地下環境中に生息することが分かってきた．これら微生物の高レベル廃棄物処分への影響について明らかになっていない．本報告では，これまで行われてきた研究を紹介するとともに，将来の研究課題について検討した．
微生物代謝による還元，酸化及び代謝産物は，処分施設使用材料の劣化，錯体生成，アクチノイド沈殿物の可溶化，nmスケールのコロイドの生成などをもたらし，処分施設の長期的な閉じこめ性能に影響を与えるとともに，放射性核種の移行を促進する可能性がある．一方，微生物の活動により，微生物による鉱物化，吸着，細胞内への取り込み，沈殿作用により，アクチノイドの閉じこめ能を増す可能性もある．これらの結果は，処分施設の性能への微生物の影響を明らかにするための研究を行う必要があることを示している．
Keywords: 高レベル廃棄物処分，微生物，劣化，深部地層，生物影響．
Various microorganisms have been observed in deep geologic formation. The effects of such microorganisms on theperformance of HLW disposal are still unknown. This paper reviews the studies of microbial effects on the long-term containmentof HLW disposal, and discusses the future work to be carried out. Microbial reduction and oxidation and byproducts derived frommicrobial activities affect performance of HLW repository and have a potential to enhance actinides migration in geologic formation(degradation of the materials of repository, complex-formation, dissolution of actinides precipitates and occurrence of nm scale
colloid formation). Potential microbial perturbation of performance of the barriers may enhance confinement of actinides bybiomineralization, bioadsorption, bioaccumulation and precipitation. These studies indicate that further experiments are required
to elucidate microbial effects on the performance of HLW disposal.

Keyword: HLW disposal, Bacteria, degradation, deep geologic formation, biotic effect.

濃地区において地下環境に生息する微生物に関する研究

1 緒言が行われている[14]．一方，地質鉱物学の分野では鉱物の89

土壌中には土壌１ｇあたり 10 -10 個の微生物が生息す

生成，変質への微生物の影響について研究が進んでいる

ることが分かっている[1]．服部らの研究によると[2]，土[15,16]．これらの結果は，地下環境に生息する微生物が，質や標高による微生物生息数の変化は一桁以内である．こ

廃棄物処分施設及び放射性核種の移行に対して，何らかのの結果は微生物が土壌環境によく適応して生育している

影響を及ぼす可能性を示唆している．しかしながら，これことを示している．このような知見は，地下環境においてまでの研究では廃棄物処分の安全性に対する微生物の影

も微生物が生息する可能性があることを示している．しか響については明らかになっていない．そこで，安全評価へし，地下環境への人間のアクセスが少なかったことからこの微生物の影響に関する今後の研究課題を検討するためれまであまり関心が得られなかった．近年，大陸掘削計画にも，これまでの研究成果を整理することは重要であるとや深海掘削計画などの進展など，地下環境への関心が増し考える．

たことから，地下における生物圏についての知見も増えて

本論文では，廃棄物処分，地質，環境分野で議論されてきた[3,4]．一方，放射性廃棄物処分，特に地層処分の安全いる微生物の影響評価に関する報告書[13-18]を参考にし性に関しては，微生物の関与についてはそれほど大きくなてこれまでの研究を整理し，今後の課題を探ることを目的

いと考えられていた[5]．これまでの日本における報告としとしている．

ては，硫酸還元菌の活動による酸化還元雰囲気の変化に関する記述[6]及び緩衝材の微生物に対する濾過機能に関す

2 廃棄物処分と微生物の活動

る研究がある[7]．いずれの場合も，微生物の活動は処分の
2.1 微生物のエネルギー獲得法

安全評価に微生物の影響を反映する必要はないだろうと微生物が代謝及び増殖するのに必要なエネルギーの多の結論を出している．

くは，有機基質から無機電子受容体に電子が移動するとき地層処分が対象とすべき地表から 1km までの地下環境にはどのような微生物群が存在しているのか．諸外国では， に得られる．一般には，電子受容体として炭酸ガス，硫酸塩，硝酸塩，酸素である．いくつかの微生物では，酸素も1980 年代中から取り組みが始まり[8,9,10]，1990 年代には各国において建設された地下実験場などを利用して微生硝酸塩も電子受容体として使う．これらの反応は酵素反応

物に関する調査が行われた[11-13]．日本では，岐阜県，東であり，酸化還元電位の異なる酵素反応の組みあわせで起こる．酸素ベースで代謝を行う場合には，硝酸塩ベースで行う代謝に比べて酸化還元電位は高い．硫酸塩の還元系あMicrobial Effects on High-Level Waste Disposal -Research review andperspective-, by Toshihiko Ohnuki (ohnuki@sparclt.tokai.jaeri.go.jp)＊日本原子力研究所，先端基礎研究センター，重元素マイクロバイオロ
ジー研究グループ Research Group for Heavy Elements Microbiology,
Advanced Science Research Center, Japan Atomic Energy Research Institute〒319-1195 茨城県那珂郡東海村白方２

るいは炭酸ガスのメタン生成系では酸化還元電位は低く，代謝は酸素存在により制限を受ける．微生物的電子伝達系

35

原子力バックエンド研究

September2002

Potential
(mV)
-600
CH2O

-470
[H]

CO2

-420
NADH2 -400
-320

-250

H2
H+

CH4
HS

FADH2
NAD

-230

-230

CO2

-200
FAD

-100

Pu(III)Fe2+

SO42Pu(IV)

red.

Fe3+

0

Cyt. b

30
ox.

red.
200

Cyt. c1

230
ox.

NH4+

385

red.
Cyt. a3

360

NO3-

400
ox.

550

Pu(IV)

Mn4+

600
750
800

Mn2+

810

Pu(VI)

N2
NO3-

H2O
O2

Fig. 1 Oxidation-reduction potentials of elements, and those in biotic electron transfer system.(modified after Zehnder
A.J.B., Stumm, W., Geochemistry and biochemistry of anaerobic habitats, in Zehnder A.J.B.(ed.) Biology of anaerobic
microorganisms, 19, John Wiley and sons, 1988)と酸化還元電位との関係を Fig.1 に示す．図には，Pu のの深度の増加とともに，酸素濃度の減少あるいは供給速度

III-IV，IV-VI の電位も併せて示している．図は，鉄還元菌，の減少により，好気性の菌種は減り，嫌気性の微生物種が硫酸還元菌及びメタン生成細菌が Pu(IV)を還元する可能増加する．栄養源の相違により，有機物を炭素源にする従性があることを示している．また，NADP のような補酵素

属栄養細菌及び無機炭素を炭素源にする独立栄養細菌にも直接的に作用させれば還元できる可能性がある．図から区別でき，地下深部では地表に比べて有機物が少ないため，の判断で，鉄酸化細菌は Pu(IV)を Pu(VI)に酸化することは独立栄養細菌の活動が影響する微生物群を形成している不可能であることを示している．しかし，鉄酸化細菌にはと考えられる．

Mn(II)を酸化させるものもあり，Pu(IV)の酸化を否定でき
2.2 地層中で生息する微生物ない．これは，微生物を分別する際に，エネルギーを獲得するために利用する酸化還元ペアとの関係に着目してい地層処分を想定している地層深部に生息する微生物にるためで，実際の微生物の有する酸化還元電位による分類

ついては各国で調査が進んでいる．これらの結果をまとめではないためである．微生物の有する酸化還元電位を直接ると Table１[18]のようになる．生息する微生物の種類と特的に測定する方法は現在まで提案されていないが，アクチ

徴は，サイトの特性，すなわち酸化還元雰囲気，pH など

ノイドなどの移行を検討するためには，微生物の有する酸に依存している．スウェーデンで行われた調査では，105

化還元電位を明らかにする必要がある．

菌体数の中で硫酸還元菌は 103 菌体程度であることが報告されている[21]．日本では，長沼らが中心となって，東濃

これらのエネルギー獲得方法により微生物が生息でき56る範囲が限定される．地表近くの酸素が存在する場所では， 地科学センターで実施した[14]．菌体数としては 10 -10であり，従属栄養性好気性微生物，従属栄養性嫌気性微生
好気性の微生物活動が盛んであることは明白である．地中36

地層処分における微生物の影響

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Table 1

−研究の現状と今後の課題−

Bacteria populations in deep geologic formation [18].

Country

Geology

Depth(m)bacterial countJapan

Geology

400-800

102-107cells/ml

CanadaGranite350-400

103-105 cells /ml

Finland

Granite200-900

105-106 cells /ml

SwedenGranite799-1240

2x101-1.3x105 cells /ml

Granite129-1078

1.5x101-1.8x106 cells /ml

Switzerland

Granite

約 350m9.5x101-9x104 cells /ml

UK

Granite10-281

9.4x105colony/ml

Clay

165-3318.6x103-3.5x105 colony /ml

Boom clay

190-223

1.2x103 colony /ml

Germany

Salt

750

Not detected

USA

Tuff

60

102-9x103cells/g dry weight

Belgium（not detected above water table）
物が生息すること，深さ方向について，従属栄養性嫌気性物を用いた照射実験から，10KGy までは微生物が生存する微生物が深度とともに増加することが調査結果として報ことが示された．最近の X 線耐性の研究から，15KGy で告されている．地下水中に生息する菌体数は，海洋表層のは生存可能であるが 20KGy では生存できなかったことが細菌密度と同程度であることは興味深い．菌体数を調査す報告されている．また，硫酸還元菌では 1KGｙで 40 時間

ることは，地下環境において微生物の生息の事実を示すこ

生存した結果も示された．ｽﾘｰﾏｲﾙｱｲﾗﾝﾄﾞにおける炉心の観とにおいては重要であると考えられる．しかし，核種移行

察から，過酸化水素の使用や 10Gy/h の放射線下にもかかへの影響を評価するためには，局所的な酸化還元雰囲気のわらず微生物の生存が確認された．

変化への微生物の関与，すなわち，酸化還元対間と硫化物，水の影響も重要である．微生物は水の活量が 0.96 以上で窒化物，炭化物間の電子の授受への微生物の触媒作用としないと生存できない．したがって，緩衝材中における微生ての貢献を明らかにする必要がある．したがって，West

物の生存の条件は，自由水が存在していることである．アらが提唱しているように[18]，局所的な微生物の代謝活動，ルカリ条件に対する耐性はヨルダンのコンクリートのナ

つまり，硫酸還元菌，硫黄酸化細菌，鉄還元菌やメタン細

チュラルアナログサイトにおいて pH12 条件下での生存が菌などの相互作用を解明することが重要になる．長沼らの報告されている．フランスの研究では微生物がセメントと研究でも，鉄酸化細菌及び鉄還元細菌などの鉄関連細菌は接触し，pH を減少させることが明らかになっている．硫

鉄化学種の酸化還元境界に多く生息していることが分か

酸還元菌では，pH8-10 で系の Eh を減少させることが報告っている[14]．

されている．
これらの研究成果は，特異な微生物の存在により，高温

2.3 処分施設付近での微生物の生存性

環境，高放射線環境及び高 pH などの極限環境における微処分施設付近での微生物に関する研究は少ないが，スイ

生物の生存の可能性を示している．しかしながら，極限環

ス[18]及びスウェーデン[19]において研究が進められてい境下では栄養源の獲得効率及び微生物代謝効率もいわゆる．微生物などが生息するためには，温度，酸化還元電位，る微生物が増殖する環境に比べて劣ると考えられる．このpH，水分，空隙の存在及びエネルギー獲得源が関与する．

ような環境下で，微生物群としてどの程度生存できるか，処分施設は微生物が生存するには過酷な条件であると考今後の研究が必要になると考えられる．

えられる．すなわち，高温であること，乾燥していること，
3 処分施設材料と微生物との相互作用

貧栄養であること及び高放射線場であることが原因である．しかし，高放射線下，高温下などの極限状態に生存す

処分施設材料と微生物との相互作用に関する研究は少

る微生物が発見されたことから，処分の安全性への影響も懸念されている．最も大きな要因と考えられる温度についないが，スイス[18]及びスウェーデン[19]において研究がては，微生物の生息上限温度は 113℃であると報告されて進められている．これらの研究を中心に紹介する．

いる[22]．処分施設内の緩衝材の温度はおおよそ 90℃であ3.1 廃棄体の劣化ることから微生物の生存可能な温度範囲であると考えられる．放射線と乾燥の影響についてのカナダにおける研究

廃棄体の劣化に関する研究では，ガラス固化体，では，緩衝材付近では微生物の生存数減少帯が生じること

SYNROC あるいは使用済燃料に対する微生物による劣化が示唆された．一方，ヤッカマウンテンで採取された微生の研究例はほとんどない．しかし，滅菌条件の固化体を用いた劣化速度の比較などの研究はあり，触媒作用としての
37

原子力バックエンド研究

September2002

微 生 物 の効 果が 示唆 され てい る [18]． ガラ ス 固 化体，について検討するためにも必要である．そこで，スウェーSYNROC あるいは使用済燃料に対して微生物による直接デンでは，数種類の硫酸還元菌（耐塩性，胞子形成菌を含作用はないと考えられている．真菌類の代謝産物によるガ

む）及び好気性放射線耐性菌などを用いて模擬ベントナイ

ラスの溶解が報告されている[8]ことから，微生物の代謝産

ト中央に熱源をおいた実験を行った．50-70℃の熱源があ物による影響を考慮する必要がある．

る場合には熱源がない場合(20-30℃)に比べて 15 ヶ月後の生存率が胞子形成菌を除いては減少した．Bacillus subtilis

3.2 セメント及びコンクリート

や Bacillus stearothermophilus では菌体数 100 万以上接種しセメント及びコンクリートの劣化は微生物の活動によた に も か か わ ら ず ， 100 個 以 下 に 減 少 し た ． た だ ，り促進される．これまでの研究では，微生物が関与した直Desulfotomaculum nigrificans は，熱源から 2cm では 100 以

接的な劣化は酸化的条件で起こっている[23]．間接的な影下であったが，その外側では 103 個以上観察された．この響としては，硫黄酸化細菌である Acidithiobacillilus sp.が硫
結果は，廃棄体の発する熱により，微生物菌体の減少が期
黄，チオ硫酸を酸化的条件で酸化する過程で放出する硫酸， 待できることを示している．ただし，完全な滅菌が期待で及び硝化細菌がアンモニアから生成する硝酸の影響があきるかどうかは不明である．廃棄体及びその周辺の温度のる．これらの酸は，コンクリートに作用し，CSH（ケイ酸

経時変化と微生物の影響については，完全な滅菌が期待でカルシウム水和物），Ca(OH)2 を溶解する．微生物が生産すきれば処分後のある一定期間については微生物の影響をる有機酸が重要な役割をすることは知られているが，還元排除できることから，重要な課題となる．

雰囲気におけるコンクリートの直接的な腐食は起こらな膨潤の影響についても検討されている．196 日間の実験

いようである[24]．コンクリート表面上にバイオフィルム

では膨潤により，実験初期に接種した菌体数(108 個程度)が形成する可能性はある[26,27]．アルカリ領域で生息するは４桁減少したが，多くの菌種で生存が確認されている．

ことが可能である微生物が存在することから，コンクリー

これらの結果は，ベントナイト中でも生存できる可能性がトにより形成される局所的なアルカリ雰囲気による微生ある菌が存在することを示している．ただ，実験期間が短

物成長の抑制は期待できないと考えられる．

いことから，長期の実験をにより検討する必要性がある．
ベントナイトの性能への微生物の直接的な影響は今後の3.3 粘土課題である．

天然環境における鉱物の変質への微生物の影響については，代謝産物の影響も含め研究が進んでいる[15]．しか

4 アクチノイドの移行への影響

し，ベントナイトは緩衝材として使用する前に，熱処理をアクチノイドの移行への影響については，ウランについ施すことにより有機物を除去している．このことは，天然環境において得られた粘土の変質に対する微生物影響にては Suzuki らが[16]，Pu については Francis が[17]がまと関する知見を直接処分環境に適用することができないこめている．これらの報告を参考に他の報告結果を加えてまとを示している．しかし，処分環境におけるベントナイト

とめる．

などの粘土の変質に対する微生物の影響についてはまだ
4.1 アクチノイドの可溶化

不明である．
カナダ，スウェーデンなどでは地下実験施設等において地層中は還元条件にあることから，アクチノイドの中で微生物の生存の可能性などを検討している[19]．生存可能もＵ，Np，Pu は IV 価で存在する可能性が高い．微生物に性に関しては，地下で採取した硫酸還元菌について MX-80は硫酸や鉄を還元することによりエネルギーを獲得してベントナイトの圧密度の影響を調べた実験から，圧密いる菌が存在する．これらの菌により，例えば Pu(IV)が還元されて Pu(III)になる可能性があると考えられる．Pu(III)3

1.8g/cm 以上では 60 日以上の生存は不可能であることが分かった．圧密 1.8g/cm 以下の場合には生存する可能性がは Pu(IV)に比べて溶解度が高いことから地下環境で経常3ある．例えば，Desulfomicrobium baculatum は圧密 1.5g/cm

的に微生物による還元が起これば，また，微生物が生息すでは６０日間生存した．微生物種が異なるため，すべてのるような場所で酸化還元電位が局所的に Pu(III)が安定な微生物に関して議論することは出来ないが，ベントナイト

領域に達すると，Pu(III)の移行性が増す可能性がある．この圧密度の増加により，微生物の生存が制限される可能性

れらの結果は，現在 Pu(IV)の溶解度により評価しているは高い．すでに述べたように，ベントナイトの圧密度と微Pu の移行シナリオを再考する可能性がある重要な課題で生物の生存との関係は，水の活量と微生物の生存の関係とあると考えられる．Rusin らは，鉄還元菌を用いて Pu(IV)

関連づけて検討する必要がある．

の挙動を検討した[27]．鉄還元菌の一種である Bacillus sp.

3

また，生存の可能性を調べるために，通常の室内では閉が PuO2 を NTA と共存する条件で７日間の接触で可溶化す

じた系による実験を行っている．実際の岩盤条件である開ることを明らかにしている．この実験条件下では Pu(III)がいた系での長期実験が必要となることから，地下実験施設

NTA と錯体を形成していると報告している．NTA が存在において実験を行うことは，実環境における微生物の生存しない場合には 40%の Pu が可溶化していることから，NTA
38

地層処分における微生物の影響

Vol.9 No.1

−研究の現状と今後の課題−などの錯形成能を有する有機物の存在が必要であることが行った， 熱 処理した酵 母 を用いた実 験 では U 濃度を示唆している．殺菌した状態では PuO2 の溶解度は非常

100ppm，pH４で分配係数は約 104ml/g であった．表面に収に小さかったことから微生物の可溶化の影響は大きいこ

着したＵは炭酸溶液と接触すると脱離する[32,33]．細胞のと，大腸菌のような鉄還元能力がない微生物では Pu の還構成物質（マンナンやキチン質）に着目した研究もあり，

元か起こらなかったことから還元能を有する微生物の存酵母を用いた研究ではマンナンへの収着がキチンやグル在が必要であることが示された．しかし，分光学的方法な

カンよりも卓越していることが報告されている[34]．

どで Pu(III)の存在は確認されていないことから，可溶化しPu に関する研究としては，長崎付近で採取した微生物をた Pu の酸化数については疑問も多く，今後検討する必要用いた Pu の収着実験結果があり，収着形態に微生物の生があると考えられる．

育条件の違いが反映されることを報告している[35]．WIPP

シデロフォアなどの鉄キレート物質は生物にとって不サイトやグリムゼルサイトで採取した好塩菌などを用い

溶性の Fe(III)を摂取するために重要な代謝産物である．

た実験では，Pu を 145ng 241Pu/乾燥 g（Acetobacterium sp.）Pu(IV)と Fe(III)の持つ化学的及び生化学的な類似性やシデや 351ng 241Pu/乾燥 g(Halomonas sp.)濃集した[36]．実験でロフォアを生産する微生物の普遍性及びこれらの微生物

は 1x10-9M という低い濃度で行っていることから,Pu 濃度が産する鉄隔離キレート物質は Pu(IV)や他のアクチノイを増加させることにより収着量も増加すると考えれる．

ドとの錯生成の観点から重要である．鉄キレート物質がGiesy らは Pu の微生物への収着への天然の有機物の影響に

PuO2 の溶解度を増すとの報告がなされた[28]．シデロフォ

ついて検討した[37]．Skinface 湖で採取した水をメンブレ

アを用いた PuO2 の溶解実験からシデロフォアは他の生物

ンフィルターで分画し，微生物と藻類を用いて Pu 収着へ

3

的錯生成物質に比べて 10 以上の速度で溶解性を増すことの影響を調べた．その結果，藻類では大きな分画物質が分かった[29]．鉄が存在した場合の方が，鉄欠損条件下（0.0032μm 以上）では収着量が減少し，一方，小さな分よりも溶解性を増すとの結果も得られている．ウランやト

画領域では収着量が増加した．微生物を用いた場合には異リウムが存在する中で培養された Pseudomonas aeroginosa

なる影響，すなわち大きな分画物質（0.0009μm 以上）ではシデロフォアと似た代謝産物を排出する[30]との報告もはほとんど影響せず，それよりも小さな分画物質を共存さある．

せた場合には収着が増加した．これまでの研究では，Pu

Pu(VI)を含む培地中で培養した微生物は Pu を易動化すが細胞内に取り込まれた可能性は，キノコを用いて非常にるクエン酸に似た代謝産物を排出する．これらの代謝産物

希薄な Pu 溶液についての研究以外、報告されていない．

は Pu を細胞内に取り込むのに貢献することが示唆されて

細 胞 外 に お け る 鉱 物 化 につ い て は ， Strandberg ら やいる[31]．土壌カラムを用いた実験等により，Pu が存在す

Macaski らの研究があり，ウラニルリン酸塩鉱物として沈る場合には細胞の外で形成された Pu-代謝産物錯体がカラ殿していることが報告されている[38,39]．しかしながら，

ム外に流出された．代謝産物や EDTA などの化合物に接触

鉱物化の条件，生成場所などについてはまだ解明されていすることにより，Pu の還元が起こるため，酸化還元状態になかった．我々は，数種の酵母を用いて U(VI)の収着実験関する報告はないが，還元されている可能性は高い．しかを行い，ポリリン酸濃集酵母はウランを鉱物化すること

し，Pu と微生物との相互作用は，培養条件，実験開始時の(Fig.2)，ポリリン酸を濃集しない酵母はウランを濃集する

Pu の化学形，微生物の種類，pH などの条件により異なるが鉱物化しないこと，熱処理した場合にはウランが鉱物化と考えられるため，今後も検討していく必要があると考えしないことを明らかにした[40]．溶液中のリン酸濃度を測られる．

定した結果，鉱物化が観察された場合には，リン酸の排出があることが分かった．

4.2 アクチノイドの不溶化

U(VI)の還元による鉱物化については Lovely らの研究

不溶化に関しては，環境修復，ウラン鉱廃水処理などの[41,42]では，硫酸還元菌を用いて代謝過程で，U(VI)を電観点から，ウランに関して多くの報告がある．最も多いの子受容体として利用していることが示された．彼らは，ウが細胞壁あるいは膜への収着に関するものである．収着容

ランの還元が酵素反応であることも示している．Suzuki ら

量に関する 1970 年代における研究から，XAFS などの分析

は，鉱物化の初期の段階では nm スケールの UO2 が生成す技術を用いた収着したアクチノイドの化学状態を明らかることを TEM を用いた観察から明らかにしている[43]．

にする研究まで数多くの報告がある．それらすべてを紹介

Np については，Macaski らが，Citobactor sp.と Np(V)を接することはできないが，緒言に示した review 論文[16,17]

触させた場合，初期の段階で希土類リン酸塩鉱物を加えるを参照されたい．収着としては，微生物表面への吸着，イことで Np(V)が収着されるが，希土類リン酸塩鉱物を加えオン交換，沈殿及び細胞内取り込みが含まれる．

ない場合には収着がほとんどないことから，希土類リン酸

ウランに関しては，微生物の 1g 乾燥重量あたり，0.1g U塩鉱物が導入鉱物となり，Np(V)の不均化反応により生成以上収着するものが数多く報告されている[16]．実験の pH

した Np(IV)が Np(IV)リン酸塩鉱物を生成したのではない

範囲は 3-6 であり，ウラン濃度も 200ppm を上回るものもかとの報告している[44]．しかし，分光学的に Np(IV)の存あり，ウランの溶解度を考慮していない報告もある．我々

在は確認していないため，機構については明らかになって39

原子力バックエンド研究

September2002.
Fig. 2 SEM image of uranium accumulated Saccharomyces cerevisiae
いない．鉱物化に関する研究は，ウランについては報告さ化に影響を及ぼすことから，地下環境での微生物の採取とれているが，他のアクチノイドでは Np についての結果が培養，及び処分施設及び多重バリアの性能への影響に関すあるだけである．取り扱いの制限等から，酸化状態を明らる知見は早急に取得する必要がある．日本で建設されるでかにするまでには至っていない．今後の課題である．

あろう処分施設は，日本産のベントナイト，骨材を用いる

U(VI)の還元に現れるように，微生物によるアクチノイと考えられ，緩衝材やコンクリートなど外国とは異なる材

ドの化学状態変化は，アクチノイドの移行を検討する上で料組成となる可能性が高い．これらの材料及びその組成と，重要である．Sasaki らはパルプ工場で採取した硫酸還元菌

地下において生息している微生物との相互作用に関するを含む微生物を用いて Np(V)が還元吸着する可能性がある

研究は皆無であろう．このような実験を行うには，陸上ことを示唆している[45]．Pu については，Pu(VI)を用いた研究で，吸着化学種として Pu(V)が観察され，１ヶ月の長期にわたる接触を続けた後，Pu(IV)が観察された[46]．我々が地衣類を用いて行った研究では，溶液中では Pu(VI)はPu(V)に還元されること，吸着した Pu は IV 価に還元され地衣類表面に分布することが分かった[47](Fig. 3)．これらの結果は，地球表層中における Pu の化学状態には微生物が大きく関与していることを示している．
5 今後の研究課題
このように，微生物が処分の安全確保の観点から保守側に働くのか，移行を促進させるように作用するかは，現在までの研究からは判断できない．早急に，微生物と処分施設及び放射性核種（特にアクチノイド）との相互作用を明らかにする必要があると考える．
地層処分を対象にした研究としては，各国における地下実験施設において実施されている微生物と処分施設及び構造物との相互作用研究と同じような研究を日本でも実Fig.3 Schematic diagram of cross section of Pu sorbed
Parmotrema tinctorum. Pu was accumulated on thesurface of P. tinctorum. Pu(VI) was reduced to be Pu(IV)during accumulation.

施する必要がある．微生物種はサイトにより異なることを考慮すると，地下実験施設での研究をそのまま処分の安全評価に反映できるとは限らない．しかし，地下環境で活動する微生物が処分場閉鎖後の Eh, pH などの化学条件の変40Vol.9 No.1

地層処分における微生物の影響−研究の現状と今後の課題−に建設した室内における研究も並行して行う必要がある．

射性廃棄物地層処分の技術的信頼性−地層処分研究

室内実験では，実環境と異なり閉鎖系である．このことは，

開発第２次取りまとめ−， JNC TN1410 99-020〜024，

開放系である実環境とは異なる結果を得る可能性がある．

(1999)．

しかし，微生物の影響を機構レベルで解明するためには，[7] 吉川英樹，川上泰

他： 地層処分システムにおけ室内の環境を制御した条件下で行う研究が不可欠であるる微生物の影響について（２）−微生物の栄養源と透と考える．今後，地下実験施設を建設する場合には，微生過性について− ，放射性廃棄物研究，1, pp.213（1995）．

物の調査及び微生物との相互作用を検討できるような施[8] 嶺達也，三原守弘，大井貴夫：微生物の緩衝材中での設を付加する必要があると考える．

移行評価研究，サイクル機構技報

核種移行への影響については，還元菌とウランを除くア

No.6 核燃料サイ

クル開発機構(2000).

クチノイドとの相互作用に関する知見が不足している．特2002 年の Science に微生物を用いた電池に関する論文も掲[9] West, J.M., McKinley, I.G.,, Chapman, N.A.: Microbes indeep geological systems and their possible influence onradioactive
waste
disposal,Radioactive
WasteManagement and Nuclear Fuel Cycle, 3, 1-15(1982).
[10] (a) Stroes-Gascoyne, S.: The potential for microbial life in
Canadian high level nuclear fuel waste disposal vault: anutrient and energy source analysis., AECL-9574,
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載されている．微生物とアクチノイドとの相互作用を明ら[14] 村上由記，長沼毅，岩月輝希：深部地質環境におけるかにする上で，微生物と酸化還元電位との関係は欠かせな

微生物群集−東濃地域を例として−, 原子力バックに，酸化状態などの化学状態についての検討はアクチノイ
ド化学を行っている科学者が参加して行う必要があると考えられる．この際，地下環境が還元条件であることを考慮すると，地下実験施設において直接実験を行うことが困難なため，酸素濃度を制御できるグローブボックスを活用する必要がある．これらの整備は重要になる．微生物による Pu(IV)の還元の可能性から，地下水中における Pu の移行シナリオの再考が必要となるかもしれない．早急に検討すべき課題であろう．
本報告で紹介した研究の他では，アクチノイドコロイドの移行への微生物の影響を明らかにすることが重要と考える．有機酸のような代謝産物がコロイドを可溶化する可能性が考えられる．また，コロイドを微生物が直接摂取する可能性も否定できない．Suzuki らが示した nm スケールのアクチノイド鉱物が長期に渡りどのように挙動するか不明である．凝集して安定な鉱物相を形成する可能性がある一方で，nm スケールの鉱物がコロイドとして直接地下水中を移行することも考えられる．アクチノイドとの相互作用研究において明らかになる微生物の有する特異的性
質は他の分野にも適用できる可能性がある．たとえば，

い重要な課題である．微生物に関する知見は，廃棄物処分

エンド研究，5, 59-66(1999).

だけでなく，医薬品の開発や微生物の酸化還元を利用した[15] Banfield, J.F., Nealson, K.H. (ed.): Geomicrobiology:
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