震災復興特集
解 説11
Lectures., August 2012, Vol. 121, 11 ‒ 17

宮城県を中心とした東日本大震災による水田の津波被害状況と今後の課題について
原口暢朗 1・北川 巌 1・友正達美 1・嶺田拓也 1・瑞慶村知佳 1・若杉晃介 1
Paddy ﬁelds damaged along the Coast Part of Miyagi Prefecture by the Tsunami originated from the 2011
oﬀ the Paciﬁc Coast of Tohoku Earthquake
Noburo HARAGUCHI 1, Iwao KITAGAWA1, Tatsumi TOMOSHO1,
Takuya MINETA1, Chika ZUKEMURA1 and Kousuke WAKASUGI1

1. はじめに

機場の被災により広域にわたって農地の排水不良が顕著であり（Fig. 1），最下流では遺体捜索が続いていた．こ2011 年 3 月に発生した東北地方太平洋沖地震に伴うれらの事情により，当該年度の栽培に向けた春季（5 月）

巨大な津波は，沿岸６県において生活空間，公共交通機の除塩作業は，同県では海水のみが流入した水田約

関，産業基盤に甚大な被害をもたらした．うち，津波の1, 150 ha に止まった（宮城県，2011 a）．これらの水田浸入により被害を受けた農地は約 24, 000 ha と発表され，では，主に代かきを用いた除塩（長谷川，1996；全農，

中でも宮城県の被害面積は 15, 000 ha に達し，最も被害2011）が実施された．代かき回数は１から３回の範囲でが大きかった（農林水産省，2011 a）．同県の排水機場あり，２回であった水田が全体の約 70 % であった（宮は悉く被災し（農村工学研究所，2011），47 箇所に及ん

城県農業・園芸総合研究所，2012）．

だ（宮城県，2012）．

一方，春季の除塩が見送られた農地を対象として，土津波の浸入を受けた農地における営農再開のために砂の堆積状況およびその理化学性に関する調査が行われは，海水がもたらした多量の塩分の早期の除去，すなわ

た．2011 年 5 月に宮城県は東北大学と共同して，宮城

ち除塩が必要である．しかしながら，災害発生から１週

県沿岸域の 344 箇所の農地（主に水田）における土壌断間後の調査では，津波により運搬された多量の土砂やガ面調査と土壌理化学性分析を実施し，その結果の一部をレキが農地へ混入し，ガレキによる排水路の閉塞や排水

7 月 以 降 に 公 表 し た（ 宮 城 県，2011 b； 菅 野，2011）．
これらによると，調査した多くのほ場で砂，泥土・砂混
じり，泥土のいずれかの様式の堆積が見られ，その平均厚さは 6. 5 cm，最大値は約 40 cm であった．また，堆積土砂の電気伝導度（以下，「EC」と記す）は概して高く，砂の平均は 3. 0 dS m−1（最大値 20. 0 dS m−1），泥土の平均は 13. 0 dS m−1（最大値 37. 8 dS m−1）と報告された．
さらに，堆積土砂の pH（H 2O 2）が酸性硫酸塩土壌の目
安となる 3. 0 以下であったほ場が少なからず認められた．これらのことから，農地復旧に当たり，堆積土砂の排除が有効であると報告された（宮城県，2011 b）．
ま た， 農 林 水 産 省 は， 縦 浸 透 に よ る 除 塩（ 兼 子，
2003）による農地の除塩マニュアルを公表するとともに（農林水産省，2011 b），6 月下旬より津波被災地内の農地において除塩の現地実証試験を行い，水田における縦Fig. 1 津波侵入から１週間後の水田（名取地区内，2011 年 3
月 18 日 原口撮影）．

浸透による除塩の有効性や畑における降雨による除塩効
果など，その結果を 9 月に取りまとめた（農林水産省，
2011 c）．

1

National Agriculture and Food Research Organization, Institutefor Rural Engineering, 2 ‒ 1 ‒ 6, Kannondai, Tsukuba, Ibaraki, 305 ‒
8609, Japan.
Corresponding author : 原口暢朗，1 農業・食品産業技術総合研究機構
2012 年 6 月 20 日受稿，2012 年 7 月 11 日受理
土壌の物理性 121 号，11 ‒ 17（2012）

これらの動きと並行して，農地内のガレキの撤去は順
次進み，2011 年 9 月に宮城県では年度内に約 4, 100 haの水田に対して農地復旧・除塩対策を実施する計画，堆積土砂の排除とその後の縦浸透除塩を組み合わせた復旧

土壌の物理性 第 121 号（2012）

12

Fig. 2

亘理・山元地区におけるガレキの堆積状況（2011.3.18 視察）．

Fig. 3 土壌調査ほ場の位置図（図中の数字は調査地点番号．
地点 1 〜 3 は被災していない水田，地点 4 〜 18 は被災水田．）．

Fig. 4 土壌調査ほ場の堆積土砂の土性と分布（図中の記号は，農学会法による土性区分）．

方法を公表した（宮城県，2011 a）．

について報告する．

この間，筆者らは，主に宮城県の亘理・山元地区において，水田の除塩を中心とした諸調査や情報提供に取り組んできた．本稿では，これらの活動および今後の課題

2. 被災直後の農地におけるガレキの堆積状況
津波の浸入から約１週間を経過した 2011 年 3 月 17 日

震災復興特集

解説：宮城県を中心とした東日本大震災による水田の津波被害状況と今後の課題について

13

から 19 日に，亘理・山元地区における農地，特に水田可溶性銅，亜鉛，カドミウム（Cu，Zn，Cd），水溶性
陰イオン（Cl−, NO3− , SO42−）を土壌環境分析法（土壌
環境分析法編集委員会，1997）に準じて分析した．また，堆積土砂，特に泥土中の硫酸に起因する酸性化などの影響に鑑み，過酸化水素処理した懸濁液の pH（H 2O 2）および過酸化水素可溶性硫黄（S）含量をバリウム法（土壌環境分析法編集委員会，1997）によって分析した．
3. 3 結果

Table 1

3. 3. 1 堆積土砂の分布
4 月 6 日に土砂の堆積が認められた 13 箇所の被災水田における堆積土砂の土性とその分布を Fig. 4 に示す．

0. 1
5. 1
4. 3
0. 04
64
13
15
32

0. 1
4. 0
3. 8
0. 06
446
11. 3
2776

4. 6
2. 9
0. 06
337
2. 1
3729
64

55
23. 1

15. 0
205
104
102
（試料数は被災水田 15, 被災なし 3）（*1 バリウム法（土壌環境分析法編集委員会，1997））（*2 0. 1 N 塩酸可溶性（土壌環境分析法編集委員会，1997））

化学性については，pH（H 2O），EC，陽イオン交換容量（CEC），交換性塩基（Ca, Mg, K, Na）含量，0. 1 N 塩酸

1859

採取した土壌の物理性については，触感法（日本ペドロジー学会，1997）により土性（農学会法）を判定した．

0. 08

3. 2 分析方法

5. 1

深さまでの採取を行った．

5. 7

津波被災水田および被災していない水田作土の化学性．

箇所では，田面の湛水等の事情により 60 cm より浅い

4/6

60 cm，の９層に分割して採取した．なお，15 箇所中 4

被災なし

20 cm，20 〜 30 cm，30 〜 40 cm，40 〜 50 cm，50 〜

2204

2. 5 cm，2. 5 〜 5 cm，5 〜 7. 5 cm，7. 5 〜 10 cm，10 〜

113

土砂および元の地表面から深さ 60 cm までの土壌を 0〜

363

6 月 13 日に，前回調査と同じ被災水田において，堆積930

調査ほ場の位置を Fig. 3 に示す．次いで，約 2 ヶ月後の

1. 7

下，「被災していない水田」と記す）で作土を採取した．

5. 1

よる被災を受けていない水稲作付前の３箇所の水田（以5. 4ともに，堆積土砂と作土を採取した．あわせて，津波に6/13水田」と記す）において，土砂の堆積状況を調査すると

19. 9

該地区の津波の冠水域内の 15 箇所の水田（以下，
「被災

2472

津波の浸入から約 4 週間後の 2011 年 4 月 6 日に，当114

3. 1 調査方法

130

3. 被災した水田の土壌および堆積土砂の理化学性955

ものと推察された．

2. 2

速道路の盛土が堤防として機能し，ガレキを堰き止めた

5. 0

著であったが（Fig. 2 のエリアＣ），内陸側では軽微であった（Fig. 2 のエリアＡおよびＢ）．この違いは，高5. 6

うち，高速道路より海岸側の水田ではガレキの混入が顕

4/6

量のガレキが水田に混入していた．一方，地区の北部の水田風林として海岸沿いに植栽されていた樹木をはじめ，大被災のエリアＤ）では，津波の直撃を受けたと推察され，防EC

道路がなく海岸からの距離が相対的に短い南部（Fig. 2

pH

大きく異なることが分かった（Fig. 2）．すなわち，高速

水溶性陰イオン含量
交換性塩基含量
CEC
塩基飽和度
S 含量*1
採取日（mg kg−1）（mg kg−1）（H2O）（H2O2）（dS m−1） CaO MgO K20 Na2O （cmolc kg−1） （%）
Cl
NO3
SO4
（%）

重金属含量*2（mg kg−1）
Cu
Zn
Cd

視察により，当該地区の北部と南部，および北部を縦断する高速道路の海岸側と内陸側でガレキの混入状況が0. 1の被災状況を視察した．

土性 C, CL, L および SL は泥土もしくは泥土・砂混じり，
S は砂に対応する．図に示すように，地区の中部から南部の海岸に近い地点では厚い砂の堆積があり（Fig. 4 の

これは，津波が運搬した土砂が粗い順に沈降・堆積した地点 11 で約 10 cm, 地点 18 で約 20 cm），これより内陸結果であり，菅野（2011）による報告と同様な傾向を示側では泥土もしくは泥土・砂混じりの堆積様式であった．

した．

14

土壌の物理性 第 121 号（2012）

3. 3. 2 被災水田作土の土壌化学性（2）である（香川県，2004）．本調査で得られた土壌の ECと Cl イオン含量との関係を Fig. 5 に示す．原点を通る

Cl（mg kg−1）= 1742 × EC（dS m−1）

（3）

であり，
（1）および（2）式とほぼ一致した．EC と関係の深い土壌溶液のイオン濃度は，陰イオン量によって支配され，海水が浸入した水田土壌では Cl イオンが陰イオ

Table 2 津波被災水田における堆積泥土の化学性．

両者の回帰式は，

0. 4
34. 7
3. 8
0. 20
3859
50

0. 4
43. 3
2. 4
0. 37
4370
1
55357

19382
130
30. 3
7724
（試料数は 13）（*1 および *2 は Table 1 に同じ）

Cl（mg kg−1）= 1660 × EC（dS m−1）491

た経験式は，

1402

であり（熊本県，2001），香川県の高潮被害時に得られ

2135

（1）

7. 5

Cl（mg kg−1）= 1700 × EC（dS m−1）− 300

4. 6

験式は，Cl イオン含量の単位を mg kg−1 とすれば，

6. 3

例えば，1999 年の不知火海の高潮被害時に得られた経6/13

ン含量との関係を表す経験式が用いられる場合がある．

233

過去に津波や高潮で被災した水田における塩分調査の際，分析労力の軽減などの目的で土壌の EC と Cl イオ

34. 6

除塩が必要と判断された．

13861

および Cl イオン含量は，これらの値を上回っており，EC川県，2004）とされている．被災水田作土における EC

pH

ン含量の目安は 1000〜1500 mg kg−1（兼子，2003；香厚さ

1998；熊本県，2001；宮城県，2011 c），土壌の Cl イオ

交換性塩基含量CEC
塩基飽和度（mg kg−1）
採取日（cm） （H2O）（H2O2）（dS m−1） CaO MgO K20 Na2O （cmol c kg−1） （%）

水溶性陰イオン含量（mg kg−1）
Cl
NO3
SO4

（長谷川，
育に影響を生じる EC の目安は 0. 3〜0. 7 dS m−1

737

オン含量」と記す）と交換性 Na 含量である．水稲の生2809

EC の原因は，高い水溶性 Cl イオン含量（以下，「Cl イ2357

S 含量*1に比べて顕著に高かった．表から，被災水田作土の高い

21. 3

被災していない水田作土（約 0. 1 dS m−1）
2 dS m−1 であり，

4. 2

4 月 6 日 時 点 で， 被 災 水 田 作 土 の EC の 平 均 は 約

6. 1

性は SL〜CL であった．

0. 5 〜 5

10 cm）の主要な化学性の平均を示す．なお，作土の土

4/6

おける被災水田および被災していない水田作土（表層（%）

重金属含量*2（mg kg−1）
Cu
Zn
Cd

Table 1 に，4 月 6 日および 6 月 13 日の２回の調査にンのほとんどを占める傾向にある（Table 1）．このような事情により，離れた地域で得られた土壌の EC と Cl
イオン含量の 3 つの経験式がほぼ一致したと考えられFig. 5 津波被災水田作土の EC と Cl イオン含量との関係．

る．このことは，今後の同様な災害時に，過去に別の地

震災復興特集 解説：宮城県を中心とした東日本大震災による水田の津波被害状況と今後の課題について

15

域で得られた経験式を用いても大きな誤差を生じないこ

可溶性 Cd 含量は水田では約 0. 3 mg kg−1，玄米中の Cdとを示唆している．

濃度が基準値の 0. 4 mg kg−1 を超える土壌の Cd 含量は

被災水田作土における 0. 1N 塩酸可溶性 Cu，Zn，Cd

およそ 1 mg kg−1 であり，調査した被災水田における泥含量は，被災していない水田のそれらと大きな違いはな

土の Cd 含量は後者を下回った．加えて，泥土が堆積しか っ た． 硫 黄 成 分 に よ る 土 壌 酸 性 化 の 指 標 と な る

た 11 地点のうち，厚さ 2 cm 以下の地点数は 8，2 cm，過酸化水素可溶性 S 含量についても両者にpH（H 2O 2）以上の地点数は 3（最大 5 cm）であり，泥土と作土層大きな違いはなく，水溶性 SO4 イオン含量も同様であった．

とを混和した場合の Cd 含量はさらに低下する．次に，3. 3. 3 堆積した泥土の土壌化学性

農用地における土壌中の重金属等の蓄積防止に係る管理

Table 2 に，4 月 6 日および 6 月 13 日の２回の調査に基準（昭和 59 年 11 月 8 日，環水土第 149 号，環境庁水おける泥土もしくは泥土・砂混じり（以下，表中の記述

質保全局長通達）に示されている土壌の Zn 含量の基準を含めて単に「泥土」と記す）の主要な土壌化学性の平値は 120 mg kg−1 である．泥土のみの Zn 含量はこれを均を示す．

下回っており，作土層と混和すればさらに低下する．こ−1

でれらのことから，調査した地域では，泥土に由来するあり，被災水田作土の EC（約 2 dS m−1）に比べても顕Cu，Zn，Cd の３種類の重金属による水稲栽培および土著に高かった．泥土の高い EC は，菅野（2011）による

壌汚染への影響は小さいと考えられる．

4 月 6 日時点で，泥土の EC の平均は約 20 dS m

報告と同様な傾向を示した．これを反映して，Cl イオ

泥土の pH（H 2O 2）は約 4 であり，被災水田作土の約ン含量と交換性塩基含量も被災水田の作土より約１桁高

5 より低く，過酸化水素可溶性 S 含量は約 0. 4 % であり，

く，交換性塩基組成は，海水の塩基組成（水ハンドブッ

作土の約 6 倍であった．pH（H 2O 2）は，酸性硫酸塩土

ク，2003））を反映して交換性 Na および Mg が高く，壌の一般的な指標であり（米田，1961），通常 3. 5 以下（石被災水田および被災していない水田のそれとは顕著に異渡ら，1986）もしくは 3. 0 以下（土壌環境分析法編集委なった．Fig. 6 に，本調査で得られた泥土の EC と Cl

員会，1997）がその目安とされている．ただし，海水由

イオン含量との関係を示す．泥土における両者の関係式

来の堆積泥土の場合には，これに含まれる多量の塩基は，直線からやや外れるとともに，被災水田作土で得ら（Na および Mg）により pH がより高くなる傾向にある

れた（3）式と異なる．これは，イオン濃度が高い条件でため，酸性硫酸塩土壌の目安は 4 以下と指摘されているは EC はイオン濃度に比例して増加しないこと（化学便（米田・河内，1972）．被災水田における泥土の平均はこ覧，1993）などによると考えられる．

れとほぼ同等であった．また，酸性硫酸塩土壌の別の指

0. 1 N 塩酸可溶性成分のうち，泥土の Zn 含量は約 40標として，全 S 含量または過酸化水素可溶性 S 含量がmg kg−1，Cd 含量は 0. 4 mg kg−1 であり，被災水田作土用いられており（村上，1961； 村上ら，1971），その目のそれぞれ約 10 倍および約 4 倍，泥土の Cu 含量は約安の例として，全 S 含量 0. 1 % 以上が示されている（北2. 5 mg kg−1 であり，被災水田作土のそれとほぼ等しかっ

海道農政部，1992）．被災水田における泥土の過酸化水

た．うち，Cd と Cu は農用地の土壌の汚染防止等に関

素可溶性 S 含量の平均は約 0. 4 %，調査ほ場中の最大値する法律（昭和 45 年 12 月 25 日，法律第 139 号）に指は 0. 8 % であり，泥土の厚さによっては作土と混和した

定された特定有害物質である．政令で汚染地域に指定さ場合の過酸化水素可溶性 S 含量が 0. 1 % を超える可能性

れる Cu 含量の基準値は 125 mg kg−1 であり，泥土およが否定できない．王水分解またはアルカリ溶融法で定量

び被災水田作土の Cu 含量ともこれを十分下回った．次される全 S 含量（北海道農政部，1992）は，過酸化水に，汚染地域に指定される Cd の基準値は，水稲の Cd

素可溶性 S 含量より大きいと考えられるので，後者の含量によって指定されている．ただし，最近の資料（農0. 1 % は前者による酸性硫酸塩土壌の目安 0. 1 % から見林水産省，2011 d）によると，自然環境中の 0. 1 N 塩酸て危険側を意味する．これらのことから，泥土に由来す

Fig. 6 津波被災水田に堆積した泥土の EC と Cl イオン含量との関係．

Fig. 7 津波被災水田における Cl イオン含量の鉛直分布（2011年 6 月 13 日，地点 No.4 および No. 5）．

土壌の物理性 第 121 号（2012）16

る硫黄による酸性化の問題は前記の重金属に比べて重要

4. 被災した水田における雑草の状況であり，宮城県（2011 b）が堆積土砂の排除を判断した

2011 年 6 月以降，春季の除塩が見送られた一部の水一因であったと推察される．
3. 3. 4 泥土および作土からの塩類の溶脱傾向田において，雑草の繁茂が顕在化した．そこで，同年 7

Table 1 および Table 2 より，泥土および被災水田の

月 5 日に亘理・山元地区を中心とした 11 箇所の水田に作土の EC および塩類濃度は，4 月 6 日および 6 月 13

おいて，雑草の種類と目視による繁茂状況を調査した．

日の２回の調査において変化した傾向が認められる．

結果を Table 3 に示す．表から，津波により被災した水

6 月 13 日における泥土の EC は 4 月 6 日に比べて顕田では，イヌビエや臨海部の農地に見られるコウキヤガ

著に低下し，これを反映して Cl イオン含量と交換性 Na

ラなど耐塩性の高い草種が優占し，被災を受けていない

含量は顕著に低下した（Table 2）．この原因は，4 月 6

水田における雑草の植生とは顕著に異なることが推察さ

日時点で土壌の塩基飽和度が 200 % 以上であったが，6れる．また，被災した水田では，被災を受けていない水

月 13 日時点では 100 % 強に低下したことと関連する．

田に比べて，草種が少ない傾向が窺える．イヌビエ，コ

3 月 11 日 か ら 4 月 6 日 ま で の 亘 理 町 の 積 算 雨 量 はウキヤガラは，除草剤による防除が困難な強害雑草であ26 mm，4 月 6 日から 6 月 13 日までの同町の積算雨量

り，復旧が遅れるほど作土の高塩分状態が続くため，そは 253 mm であった．従って，3 月 11 日から 4 月 6 日

れらの増殖・繁茂が懸念される．このため，除塩を含むまでの間の少量の降雨による泥土中の塩類の溶脱（下方

災害復旧の実施までの待機期間中，田面での除草剤散布，移動）量は小さく，塩類がかなり過飽和の状態であった

耕起，畦畔除草等の雑草管理を継続的に行うことが望まと推察される．一方，4 月 6 日から 6 月 13 日までの比しい（嶺田・友正，2012）．また，復旧・営農再開後にあっ較的多量の降雨により泥土中の塩類の溶脱が進んだ結ても，これらの雑草管理に注意を払う必要があると思わ

果，塩基飽和度が低下し，EC も顕著に低下したと推察

れる．

される．

5. 今後の課題

6 月 13 日における被災水田作土の EC は 4 月 6 日に比べてやや低下し，これを反映して Cl イオン含量と交震災から１年有余が経過した．宮城県が公表した復興

換性 Na 含量はやや低下した（Table 1）．被災水田作土の進捗状況によると，農地の復旧率は約 40 %（5, 250 ha），の塩類濃度は，堆積した泥土中の塩類の溶脱により増加

農業用施設の復旧率は 10 % であり，公共交通機関，産する可能性があるため，泥土に比較して EC の低下が緩業基盤に比べて復旧が遅れている（宮城県，2012）．今慢であったと推察される．

後の復旧に際し，農地の基盤部門から見て，以下の課題

平均的な挙動とは別に，作土からの塩類の溶脱は，ほが推察される．

場によって差があると考えられた．一例として，6 月 13

第一に，海岸に近い未復旧農地では，地盤の沈下など

日における地点 4 および地点 5 における深さ 60 cm まにより排水が困難になっていると思われる．排水不良は，での土壌の Cl イオン含量の分布を Fig. 7 に示す．地点

除塩の進行を遅らせるのみならず，復旧後の営農に影響

4 では Cl のほとんどが作土上部に分布し，地点 5 ではを及ぼす．このため，排水機場の本格復旧を含む広域排

Cl の一部は作土以下の層に及んでいた．両者の排水性水の確保など，検討課題は除塩に止まらないと思われる．

の違いが，Cl の鉛直分布の差の一因と考えられた．筆

第二に，亘理・山元地区における聞き取りによると，者らは同じ被災水田において，2011 年 10 月と 2012 年 4津波が侵入した地域において地下水の塩水化が生じてい月に土壌調査を行っており．これらの土壌の分析が進む

る．被災前，同地区にはイチゴの施設園芸地帯があり，ことにより，降雨による塩類の溶脱が顕著な水田と緩慢

かんがいに地下水が利用されていた．地下水の塩水化は，な水田，およびその要因が明確になると期待される．

同地区の施設園芸の復興に対し，水源確保の課題を投げ

Table 3 津波被災水田における雑草の状況．

調査ほ場

津

Ａ
堆 積 土 砂 厚（ c m ） 1
確認種数
28
イヌビエ
◎
コウキヤガラ
○
マコモ
ガマ
クサヨシ
ヨモギ

Ｂ
20
24
◎
○

Ｃ
―
4
◎

波
Ｄ
―
3
◎

○

* ◎は優占種，○は確認種** 調査ほ場 H, J および K は非耕作田

被
Ｅ
1
13
◎

災
Ｆ
1
9
◎

Ｇ
2
6
◎
○

○

Ｈ
2
2
○
◎

Ｉ
2
3
◎
○

被災なし
Ｊ
Ｋ
―
―
17
24

◎
○
◎
◎

◎
◎
○

震災復興特集 解説：宮城県を中心とした東日本大震災による水田の津波被害状況と今後の課題についてかけている．
第三に，昨年春季の除塩後に転作を実施した水田において，塩分の再上昇による作物生育への影響が報道されている（日本農業新聞，2011）．津波被災農地における地下水の位置や塩水化の状況は公表されていないが，地盤沈下により地下水位が震災前より高くなっている地域もあり，転作など栽培様式によっては塩分の再上昇に注意を払う必要があると思われる．
関係者の努力により，農地の復旧作業は順次進んできているが，上記を一例として，未だ予断を許さない課題が残っていると推察される．

引用文献
長谷川進（1998）：水稲に対する塩害と対策技術．北農，65(3)：248-255.
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旨

東北地方太平洋沖地震に伴う巨大な津波により被災した農地の面積は，宮城県では約 15, 000 ha に達した．農地への土砂やガレキの堆積など複数の理由により，同県の被災農地のうち当該年の栽培に向けた
除塩面積はわずか 1, 150 ha に止まった．筆者らは，未復旧の被災農地の調査を通じ，（i）農地へのガレ
キの堆積の様式は，高速道路の盛土や海岸からの距離によって影響されること，（ii）津波により農地に堆積した泥土の電気伝導度は高く，硫黄含有量も多いことから，栽培への影響が懸念されること，（iii）
被災農地では耐塩性の高い雑草が占有してきており，防除が必要であること，を明らかにした．現在，
震災から１年が経過し，同県における農地の復旧面積は 5, 250 ha（復旧率約 40 %）に達した．未復旧の被災農地を含む今後の課題として，海岸に近い農地における排水不良および地域的な地下水の塩水化を指摘した．
キーワード：東日本大震災，津波，水田，土壌の理化学性，雑草