ISSN 0387-6012

土壌の物理性第 121 号

平成 24 年 8 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. 121

August, 2012

Foreword………………………………………………………………………………………… T. ANNAKA …

Original Paper
Effect of soil crust strength under different conditions of soil particles and soil organic matter on seedlingemergence of soy bean in converted paddy field…………………………………………… Y. TSUKAMOTO, H. TAKEUCHI and I. KITAGAWA …

1

第一二一号

Contents

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

3

TopicsRecovery of damaged farmlands induced by the Tohoku Earthquake on March 11, 2011
Introduction……………………………………………………………………………………… T. NAKATSUJI …

9

11

Original Paper
Rapid survey method for soil electrical conductivity in tsunami–inundated farmlands using electromagnetic measurements………………………………………………H. KANMURI, H. SEKIYA, T. YUSA and R. OTANI …

19

Lectures
Desalinization technique for tsunami-hit farmland by infiltration of rain and discharge from underdrain…………………………………………………………… K. CHIBA, H. KANMURI and T. KATO …
Development of surface soil peeling technology using a soil solidification agent on farmland contaminated byradioactive substances……………………………………………………………… K. WAKASUGI and N. HARAGUCHI …

35

Original Paper
Preliminary study on decontaminating paddy soil contaminated with radioactive materials by using water agitationand soil removal………………… S. OKUSHIMA, T. SHIONO, S. ISHIDA, S. YOSHIMOTO, E. SHIRATANI,K. HAMADA, T. HITOMI, H. TARUYA, M. IMAIZUMI and T. NAKA …

43

Lectures
Removal of radiocesium from soil by plant absorption…………………………………………………………… H. KOBAYASHI and Y. TAKAHASHI …

49

TopicsWater flow and solute transport models in soils
Unsaturated water flow during evaporation from the soil surface : Effects of groundwater and layering………………………………………………………………………… H. SAITO and N. TORIDE …

55

Readers’ column……………………………………………………………………………………………… Y. USUI …

65

Announcements……………………………………………………………………………………………………………

67

Editor’s Postscript……………………………………………………………………………………………………………

68

二〇一二年 八 月

LecturesPaddy fields damaged along the Coast Part of Miyagi Prefecture by the Tsunami originated from the 2011 off
the Pacific Coast of Tohoku Earthquake……………………………………………… N. HARAGUCHI, I. KITAGAWA, T. TOMOSHO,
T. MINETA, C. ZUKEMURA and K. WAKASUGI …

2012 年 8 月

第 121 号

29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 121 号

目

2012 年 8 月

次

巻頭言「境界条件」の重要性
安中武幸

.....

1

論 文
土性や有機物含量による土壌クラスト強度の違いが転換畑でのダイズ出芽に及ぼす影響
塚本康貴・竹内晴信・北川 巌 .....
3

震災復興特集緒 言
特集「東日本大震災による被災農地復興に向けて」
土壌物理学会編集委員長

中辻敏朗

.....

9

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
原口暢朗・北川 巌・友正達美・嶺田拓也・瑞慶村知佳・若杉晃介 ..... 11

論 文
電磁探査法による津波浸水農地の土壌電気伝導度迅速調査法
冠 秀昭・関矢博幸・遊佐隆洋・大谷隆二

.....

19

.....

29

解 説
津波被災農地における暗渠を利用した雨による浸透水除塩
千葉克己・冠秀昭・加藤徹

放射性物質に汚染された農地における土壌固化剤を用いた表土剥ぎ取り技術の開発
若杉晃介・原口暢朗 ..... 35

論 文
浅代かき強制排水による水田土壌中の放射性物質除染法の有効性に関する事前検討
奥島修二・塩野隆弘・石田 聡・吉本周平・白谷栄作
濵田康治・人見忠良・樽屋啓之・今泉眞之・中 達雄

.....

43

小林浩幸・高橋義彦

.....

49

蒸発過程の不飽和土中水分移動 2. 成層土および地下水の影響
斎藤広隆・取出伸夫

.....

55

解 説
高吸収植物による放射性セシウム除去の可能性

講 座
モデル特集 解説

表紙写真の説明福島県飯舘村での土壌試料採取状況（平成 23 年 6 月 13 日）
対象圃場は，福島第一原発から約 20 km 北西に位置し , 平成 23 年 4 月 22 日に計画的避難区域に指定され平成
23 年度の稲作は中止された．秋起こしされていない田面には，まだ雑草が繁茂しておらず切り株が残っている . 試料採取は，縦・横 50 cm 深さ 40 cm の作業穴を掘り，穴の側面にあたる部分にメジャーと水糸等で採取深さを確認し，穴の側面部の土壌を上部の層から順にナイフで切り出してビニール袋に詰めた．作業時の空間線量率は，5. 0μSv/h を超えていた．今号掲載の論文「浅代かき強制排水による水田土壌中の放射性物質除染法の有効性に関する事前検討」（震災復興特集）をご参照ください．

土粒子フィールドへようこそ

.....

65

.....................................................................................................................................................................................
.....................................................................................................................................................................................

67
68

臼井靖浩

会務報告
編集後記

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安中武幸 1

第 118 号の巻頭言で波多野会長は，「土壌物理学会は，地球陸地の表面近くにある土壌における，水，エネルギー，
物質の移動・変換・貯留，および大気，地下水との交換現象について，土壌に生息する植物，微生物，動物の活動との関係を含めて研究対象としている学会です．」と述べている．また，山崎不二夫監修「土壌物理」（1969 年）の「第8章

広域における土壌物理の諸問題」では，土壌物理学の領域が次の 3 つに分類されている．すなわち，①土壌を素材として取り扱う領域（土壌物質に関する物理学），②耕地などの場を対象にした領域（土壌体の物理学），③地学的広がりと時間的変化を取り扱う領域（広域の土壌物理学）である．ここでいう土壌体あるいは広域の土壌物理学が，「地球陸地の表面近くにある土壌」の物理学に相当するであろう．
筆者の研究は「土壌物質に関する土壌物理学」が中心だった．最近，自らの研究を今後どう方向づけるか，地域の食料生産や環境の持続性の課題にどの様な関わりが持てるか，模索していた．そんな折，昨年夏から秋にかけて，庄内砂丘畑地の湛水問題が発生した．6 月，8 月，9 月の大雨により，砂丘地中央低地にある畑地が長期に湛水し，農作物に多大な被害をもたらしたのである．砂丘畑地の湛水は，これまでも 10 年に 1 度くらいの頻度で春先の融雪期に発生していた．しかし，夏に発生しなかなか水が引かない事態は，「原因不明」とされたり，「3. 11 大地震により地下水流動に変化が生じたのではないか」とささやかれたりした．降雨浸入により地下水が涵養され地下水位が上昇するというごく普通の現象ではあるが，数百 ha という空間スケールと数カ月の時間スケールで起こったこの現象・経過を物理的に説明し予測することは困難であった．そのために必要な「境界条件」を知らないこと，あるいはそれに無頓着であったことを痛感することとなった．
砂（土壌物質または土壌体）は保水性が悪く，透水性が良好であることは常識である．しかし，土地の排水性（広域の砂層・砂丘地の特性）となると話は別である．地下水位が低く砂層が乾いている時に降雨があっても，湛水は生じない．すぐに土中に浸入し，さらに重力で排水してしまう．ところが，地下水位が高い場合には事情が異なる．地下水位低下がゆっくりである限り，一旦上昇した地下水位はなかなか下がらず，降雨の度に湛水することになる．その際の地下水位低下速度が境界条件なのであり，これが不明である限り，当該地区の地下水位および砂層水分変動について予測は不可能である．このことは「常識」であり，決して新しいことではない．しかし，筆者に「これまでの自分の研究は要素研究でしかなく，現場の問題に寄与できないのではないか」と自問させた原因はこの点にあることに気がついた．そして，現場のリアルな境界条件を把握することが不可欠であること，そして境界条件が明らかにできれば「土壌物質に関する土壌物理研究」と接続できそうだと考えるに至った．
土壌は複雑なシステムである．水・物質・エネルギーの移動・変換・貯留現象を解明するためには，土壌物質に関する物理学（および化学・生物学）を必要とする．ここではモデル化や支配メカニズムの解明が行われる．その際，植物根や動物・微生物活動が境界条件として設定されることがあるにしても，現場のリアルな境界条件は必ずしも考慮されなくても良いと思われる．また，土壌は，より大きなシステムの構成要素として他の要素との相互作用を行いながら，時間的変化する存在でもある．地球システムにおける 1 要素としての土壌は，地球システムの運動にどの様に作用するのか，またその場合，土壌はどの様に扱われるべきか．流域システムおよび圃場システムにおける土壌も，
空間スケールこそ異なるがこれと同じ関係性を持っている．ここでは，システムの 1 要素としての土壌が他要素との相互作用のなかで果たしている役割，および他要素との相互作用で決まる境界条件のもとに生起する土壌内の現象が問われることになる．
この様な考えに及んだ時，「これまでの自分の研究は要素研究でしかなく，現場の問題に寄与できないのではないか」との思いから脱却の方向が見えた様に思えた．複雑なシステムである土壌における移動現象の基礎メカニズムを研究するとともに，土壌をより大きなシステムの要素として捉え，システムの他の要素との相互作用（境界条件）およびそのシステム挙動との相互関係性を研究するという方向である．現場の現象に関わるには，移動現象の基礎的メカニ
ズムを明らかにすること，およびリアルな境界条件を把握しそのもとで生起する現象を追究することがともに必要な
のである．

1

山形大学農学部食料生命環境学科

論文., August 2012, Vol. 121, 3 ‒ 8

Original Paper

土性や有機物含量による土壌クラスト強度の違いが転換畑でのダイズ出芽に及ぼす影響
塚本康貴 1, 2・竹内晴信 1, 3・北川 巌 1, 4Eﬀect of soil crust strength under diﬀerent conditions of soil particles and soil organic matter on seedlingemergence of soy bean in converted paddy ﬁeld
Yasutaka TSUKAMOTO1, 2, Harunobu TAKEUCHI1, 3 and Iwao KITAGAWA1, 4

他品目に比べ極端に低く，ダイズにおいても生産性や品
Abstract : In converted paddy ﬁelds, a hard soil crust
質向上にむけた栽培技術の開発がこれまで以上に求めら
can affect soybean seedling emergence. This study
れている．
used surface soil from converted paddy ﬁelds to investigate the relationship between the emergence of soy日本でのダイズ作付面積は 2009 年度産で 145, 400 habean seedlings and crust strength, and the eﬀects ofであり，そのうちの 8 割以上（124, 800 ha）が地目水田
particle size distribution and soil organic matter on
でのダイズ栽培（以下，転換畑と記す）である．転換畑
hard crust formation. When crust strength（as meaは水稲栽培を目的とした土壌管理が行われてきたため，
sured by a crust hardness meter）≥ 10 mm（0. 35 MPa），
畑土壌に比べ細粒，粘質で土壌物理性が劣る場合が多く
emergence of seedling soybeans was less than 60 %.
Where the clay content ≥ 0. 20 kg kg−1, silt ≥ 0. 30 kg kg−1, （前田，1986），土壌物理性がダイズ生育に与える影響はand sand < 0. 50 kg kg−1, many crust strengths ≥ 10 mm.
大きい．特にダイズは大きな子葉を地上部へ持ち上げてHowever, for sand contents < 0. 50 kg kg − 1, if the igni出芽することから，出芽時の種子近傍の土壌の硬さや土tion loss ≥ 0. 13 kg kg − 1, and the total carbon content
塊の大きさ，重さなど，物理的な影響を受けやすいと考≥ 0. 06 kg kg − 1, the crust strength of all samples deえられる．ダイズの出芽を良くするために，砕土性を高creased to less than 10 mm. These results indicate that
め，土塊を細かくすると，降雨後の乾燥に伴う土壌クラ
the crust strength decreased with increasing ignition
ストの形成による，子葉抽出への障害が指摘されている
loss and total carbon content suggesting that soil organic matter, including bulky organic matter, was the （井之上ら，1981；佐川ら，1991）．
main contributor to aggregate stability, causing less
土壌クラストは降雨や灌漑水などによる土壌の細粒
close packing, and cohesion of soil particles, thus re化，スレーキングなどにより土壌表面に生じる堅密な皮
ducing soil crust strength.
膜で（田中，1995）あるが，土壌クラストの硬度（以下，Key Words : soil crust strength, seedling emergence
クラスト硬度と記す）とダイズの出芽程度との定量的なof soybeans, converted paddy ﬁelds, particle size distri関係についての研究事例は少ない（Hanks and Thorp,
bution, soil organic matter.
1957；Seker, 2003；横井，2006）．また，土壌クラスト

1. はじめに形成を回避する手法としては，砂質土の客土により作土

農林水産省による新たな食料・農業・農村基本計画のを粗粒化する方法（岩間ら，1974；竹内ら，1994；横井，策定に向けた検討では，おおむね 10 年後において，食2006）や，播種床造成時の砕土率を低くし，土粒子の分料 自 給 率 50 % 達 成 を 目 標 と し て い る（ 農 林 水 産 省，

散を抑制する方法（Bresson, 1995），ダイズ播種粒数を2008）．しかし，ダイズの自給率は平成 20 年度で 6 % と一株あたり 3 粒にして抽出力を高める方法（岩渕ら，2006）などが検討されている．一方土壌への有機物の施1

Hokkaido Central Agricultural Experiment Station, 15, Kita, 6,
Higashi, Naganuma, Yubari, Hokkaido, 069 ‒ 1395, Japan.
2
Present address: Hokkaido Research Organization, Agricultural
Research Department, Central Agricultural Experiment Station,
216, Kamihoromui, Iwamizawa, Hokkaido, 069 ‒ 0365, Japan.
Corresponding author：塚本康貴，1 北海道立中央農業試験場
2
現在，北海道立総合研究機構 農業研究本部 中央農業試験場
3
Present address：Hokkaido Research Organization,Agricultural
Research Department, Central Agricultural Experiment Station,
15, kita, 6, Higashi, Naganuma, Yubari, Hokkaido, 069 ‒ 1395, Japan.
4
Present address: National Institute for Rural Engineering,
National Agriculture and Food Research Organization, 2 ‒ 1 ‒ 6
Kannondai, Tsukuba, Ibaraki, 305 ‒ 8609, Japan.
2011 年 10 月 27 日受稿，2012 年 3 月 12 日受理
土壌の物理性 121 号，3 ‒ 8（2012）

用，特に炭素率が高い有機物の土壌への施用は，仮比重の低下や気相率の増加，易耕性の向上など土壌物理性の改善効果が示されている（前田，1974；橋本，1994）．
そのため土壌への有機物の施用により，土壌クラストの形成を軽減できる可能性が考えられる．
本試験では，北海道内の転換畑の作土を用いて，土壌
クラストによる土壌の硬化がダイズの出芽に与える影響程度を解析し，堅密な土壌クラストが生成する土壌要因を明らかにするとともに，その改善方策について土壌有機物の点から考察した．

土壌の物理性 第 121 号（2012）

4

機内で 1 週間風乾し，土壌表面の硬さをクラスト硬度計

2. 試験方法で測定した．

2. 1 土壌クラストによる土壌の硬化がダイズの出芽に与える影響

採取土壌の分析について，粒径組成はピペット法にて，全炭素については乾式燃焼法にて測定した．強熱減量はクラスト硬度とダイズの出芽率の関係を明らかにする

電気マッフル炉を用いて 550 ℃，5 時間加熱して測定し，ため，北海道立総合研究機構中央農業試験場（以下，中腐植含量については熊田法によりアルカリ抽出画分を測

央農試と記す）内の園芸用ガラス室内において，クラス定して求めた（北海道立中央農業試験場・北海道農政部

ト硬度を変えたダイズの出芽試験を行った．

農業改良課，1992）．採取土壌の理化学性を Table 2 に

中央農試内にある細粒褐色低地土圃場の表土を採取示す．

し，風乾処理後 2 mm 篩通過分を供試土壌として用いた．

3. 結果および考察

供試土壌の理化学性を Table 1 に示す．
土壌クラストの硬さの調整は，砂質土の混和によりク

3. 1 土壌クラストがダイズ出芽に与える影響

ラ ス ト 硬 度 を 低 下 す る 技 術（ 岩 間 ら，1974； 竹 内 ら，ダイズの出芽率とクラスト硬度との関係を Fig. 1 に示

1994；横井ら，2006）を利用し，供試土壌に 2 mm 篩をす．出芽率はクラスト硬度計値が 10 mm（0. 35 MPa）

通過させた恵庭降下軽石堆積物を，供試土壌との割合を未満であると 70 〜 100 % の値であるが，10 mm 以上で体積比で 1：1，1：2，1：3，1：4，1：5 の範囲で混和し，は 60 % を下回り，10 mm 未満に比べて有意に出芽率が650 × 230 × 180 mm の容器内に振動充填した．その後，低下した．ダイズ栽培時における，出芽不良による再播

ダイズ「トヨムスメ」の種子を 2 粒ずつ等間隔に 8 粒播種が必要となる出芽率については，佐賀県で 2010 年に種し（2 反復），市販の散水ノズルを用いて降雨強度 145

ダイズ播種後の台風による冠水被害を受けた際の対応と± 3 mm h−1 で 8 分間散水し，土壌クラストを形成させた．

して，出芽率 70 % 未満が示されている．そこで出芽率

ダイズの子葉が展開した時期（VC：cotyledon stage）に

70 % 未満をダイズ栽培時における再播種の目安とする

出芽数を測定し，出芽率を算出した．出芽数の測定と同と，本試験結果ではクラスト硬度計値が 10 mm 以上と時に大起理化工業株式会社製のクラスト硬度計（4 kg バ

なるような土壌クラストが生成すると，再播種が必要にネ使用）を用いて，種子近傍の表土の硬さを測定した．

なるほどダイズの出芽が著しく低下することになる．

2. 2 土性，土壌有機物が土壌クラストに与える影響

土壌クラストの硬化程度と作物の出芽との関係についクラストが生じる土壌の性質を把握するために，石狩ては，Hanks and Thorp（1957）が小麦，ソルガム，ダ川中流域における低地土転換畑の表土（ = 40）を採取し，イズを用いた室内試験を行っている．クラスト硬度につ

風乾処理後 2 mm 篩通過分を 0. 1 L 採土管に振動充填しいては，成形した供試体の破砕強度から算定する破壊係

た．先の試験と同様に，市販の散水ノズルを用いて降雨数（modulus of rupture）で示しているが，クラスト硬強度 145 ± 3 mm h−1 で 8 分間散水後，40 ℃の通風乾燥度の増加による出芽率の減少傾向は，どの作物も同程度

Table 1 供試土壌の理化学性（中央農試）．
Chemical properties of the ﬁeld soil（from Hokkaido Research Organization, Central Agricultural Experiment Station）.

交換性塩基
pH

腐植含量

（H2O）

kg kg−1

5. 8

0. 019K

Ca

Mg

cmolc kg−1
1.0

9. 3

CEC

リン酸

可給態

吸収係数

リン酸＊

cmolc kg−1
7. 6

mg kg−1

14. 9

582

609

リン酸
吸収係数

可給態
リン酸＊

＊

トルオーグ法Table 2 石狩川中流域における低地土転換畑の表土の理化学性（ = 40）．
Chemical properties of converted paddy soils in the middle reaches of the Ishikari River（ = 40）．

交換性塩基
CEC

pH

腐植含量

（H2O）

kg kg−1

平均値

5. 5

0. 056

0. 68

5. 9

1. 4

19. 8

962

292

標準偏差

0. 6

0. 034

0. 41

2. 4

0. 8

8. 3

273

366

＊

トルオーグ法K

Ca

Mg

cmolc kg−1

cmolc kg−1

mg kg−1

論文：土性や有機物含量による土壌クラスト強度の違いが転換畑でのダイズ出芽に及ぼす影響5಴⧘₸䋨%䋩

という結果を得ている．また Seker（2003）はハウス内で行った人工降雨条件下での実験において，本試験で

a

100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0

行った測定方法と同様，クラストを形成させた播種床に
ᦨᄢ୯
ᐔဋ୯
ᦨዊ୯

直接プッシュ式のペネトロメーター（pocket penetrometer）
を用いて測定しており，
クラスト硬度が 0. 37 〜 0. 48

bMPa で小麦の出芽率が 20 〜 30 % に低下した結果を示bしている．横井（2006）が行った，土壌クラスト形成の激しい灰色台地土に対する砂質火砕流堆積物の客土効果cの試験では，クラスト硬度 0. 56 MPa でダイズの出芽率
0 - 10(0 - 0.35 MPa)n=910 - 20
20 - 30(0.35 - 1.56 MPa) (1.56 - 9.35 MPa)
n=3

n=4

が 92 % と若干良好な値を示しているが，小原ら（2008）30 <(9.35 Mpa <)の報告によると，岐阜県の灰色低地土圃場においても，

n=4䉪䊤䉴䊃⎬ᐲ⸘୯䋨mm㧕

0. 37 〜 0. 57 MPa のクラスト硬度でダイズの出芽不良がFig. 1 土壌クラスト硬度がダイズ出芽に与える影響．図中の棒は平均値，エラーバーは最大，最小値であり，横軸の境界値は，「以上−未満」とした．危険率 5 % で Tukey 検定を行い，図中の異なる英小文字の符号は各クラスト硬度区分間に有意差があることを示す．
Relationship between crust strength and seedling emergence of soybeans. The column denotes the data mean andthe bars of each column show maximum and minimum values. The boundary values of coordinates on the horizontal
axis are shown as "not less than ‒ less". Means followed bydifferent small letters (a ‒ c) under different crust strength
level are significantly different according to Tukey s multiple comparison test（ <0. 05）．

認められている．以上を考え合わせると，種子の出芽を妨げるクラスト硬度計値は概ね 10 mm（0. 35 MPa）以上と考えられる．
3. 2 土性，土壌有機物が土壌クラストに与える影響
クラスト硬度と国際法による粒径組成との関係を Fig.
2 に示す．なお図中のクラスト硬度計値 40 mm 上のプ
ロットについては，今回使用したクラスト硬度計の測定
可能な範囲が 40 mm までであるため，40 mm 以上の値も含む．
粘 土 含 量 が 0. 20 kg kg−1 以 上， シ ル ト 含 量 で は0. 30 kg kg−1 以上，砂含量では 0. 50 kg kg−1 未満になるとクラスト硬度計値が 10 mm 以上となる土壌が多くみ䉪䊤䉴䊃⎬ᐲ⸘୯䋨㫄㫄䋩4040䋨㪸䋩☼࿯฽㊂䋨㪹䋩䉲䊦䊃฽㊂

30

30

20

20

10

10

0
0

0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0.9

001䋨㫂㪾㩷㫂㪾㪄㪈䋩

0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0.91䋨㫂㪾㩷㫂㪾㪄㪈䋩䉪䊤䉴䊃⎬ᐲ⸘୯䋨㫄㫄䋩40࿯ფ᦭ᯏ‛ዋ䋨⣣ᬀ฽㊂ 㪇㪅㪇㪌㩷㫂㪾㩷㫂㪾㪄㪈ᧂḩ䋩䋨㪺䋩⍾฽㊂࿯ფ᦭ᯏ‛ᄙ䋨⣣ᬀ฽㊂ 㪇㪅㪇㪌㩷㫂㪾㩷㫂㪾㪄㪈એ਄䋩

30
20
10
0
0

0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 0.7 0.8 0.91䋨㫂㪾㩷㫂㪾㪄㪈䋩

Fig. 2 粒径組成とクラスト硬度との関係．クラスト硬度計の測定限界が 40 mm であるため，図中でのクラスト硬度計値 40 mm 上のプロットについては 40 mm 以上の値を含む．土壌有機物の多少は便宜上腐植含量
0. 05 kg kg−1 で区分した．
Relationship between particle size distribution and crust strength. As 40 mm is the measurement limit of thecrust hardness meter, values of more than 40 mm are included. The soil organic matter contents are separated by 0. 05 kg kg−1 of soil humus content for convenience.

土壌の物理性 第 121 号（2012）

6られた．また，土壌有機物含量の多少を，便宜上土壌断

Ferry and Olsen（1975）は硬いクラストが形成する要面調査の腐植含量区分で「富む」とされる 0. 05 kg kg−1

因として，粘土粒子が平行かつ密に配列することによるで区分した場合，有機物含量の多い土壌では少ない土壌ものとし，破壊係数で求めたクラストの硬さは土粒子径に比べ，粒径組成が同程度の土壌においても，クラストが 大 き い ほ ど 低 値 と な る（ 破 壊 係 数 の 大 き い 順 に，硬度計値が低い傾向が見られた．そこで，クラスト硬度

clay > silt >> sand）結果を示した．その理由として，大計 値 10 mm 以 上 と な る 土 壌 が 多 か っ た， 砂 含 量 がきな土粒子の不規則な形状が，粘土粒子の密な充填や結−1未満の土壌について，腐植含量，強熱減量合を妨げることによるとしている．粘土含量の増加や砂ならびに全炭素含量とクラスト硬度との関係を見てみる

含量の低下により，土壌表層の硬化強度が乾燥に伴ってと，腐植含量との関係は判然としないが，強熱減量，全増加することは久保寺（2001）も報告しており，その原

炭素含量については値の増加とともにクラスト硬度が低

因が乾燥による収縮と，収縮に伴う土壌粒子間の摩擦力

0. 50 kg kg−1値となり，強熱減量が 0. 13 kg kg

以上，全炭素含量増大によるものとしている．

0. 06 kg kg−1 以 上 で あ る と ク ラ ス ト 硬 度 計 値 が 全 て粘土粒子が密に配列するような土壌クラストの形成過程は，細粒質な土壌で平坦な地形において，主に土壌の10 mm 未満となった（Fig. 3）．
団粒が分散しやすい土壌では，土壌クラストが生じる

攪拌，沈積作用により生じるものと考えられている（田可能性が高い．特にシルト含量が高いと団粒が不安定に中；1995）．すなわち，雨滴の作用により土壌表面の団なるとされていることから，FAO（1998）ではクラスト粒の崩壊が生じて，短時間のうちに極表面の孔隙をふさ

−1

より多く，

ぎ，透水性が急激に低下することにより湛水状態となり，かつ砂含量が 0. 35 kg kg−1 未満と定義している．また，土粒子の懸濁液の攪拌作用により表層に微細粒子の沈積

シルト含量が高い土壌ほど硬いクラストが生じる傾向に層が形成される．この沈積層が乾燥することで硬い土壌あるとしている（Fan et al . , 2007；小原ら，2008；Seker,

クラストとなる．本試験で行った人工降雨処理により形

2003）．今回転換畑の土壌を用いて行った試験結果では，成された土壌クラストや，細粒，粘質で平坦な地形であ

クラスト硬度はシルト含量だけでなく，粘土含量もクラる転換畑で生じた土壌クラストについては，上記と同様

スト形成に大きく影響していることが示唆された．

の形成過程と推定され，北海道内の実際の転換畑でも，䉪䊤䉴䊃⎬ᐲ⸘୯䋨㫄㫄䋩

が生じる条件を，シルト含量が 0. 25 kg kg

40

40

30

30

20

20

10

10

0
0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

0
0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

ᒝᾲᷫ㊂ 䋨㫂㪾㩷㫂㪾㪄㪈䋩⣣ᬀ฽㊂ 䋨㫂㪾㩷㫂㪾 䋩㪄㪈䉪䊤䉴䊃⎬ᐲ⸘୯ 㩿㫄㫄㪀

40
30
20
10
0
0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

ో὇⚛฽㊂䋨 㫂㪾㩷㫂㪾 䋩㪄㪈

Fig. 3 砂含量 0. 50 kg kg−1 未満の土壌における腐植含量，強熱減量ならびに全炭素含量とクラスト硬度との関係．クラスト硬度計の測定限界が 40 mm であるため，図中でのクラスト硬度計値 40 mm 上のプロットについては 40 mm 以上の値を含む．
Relationship between soil humus content, ignition loss, total carbon content and crust strength in samples
with sand content less than 0. 50 kg kg−1. As 40 mm is the measurement limit of the crust hardness meter,
values of more than 40 mm are included.

論文：土性や有機物含量による土壌クラスト強度の違いが転換畑でのダイズ出芽に及ぼす影響

7

Photo. 1 表層が細粒質な転換畑でのダイズ播種後に生じた土壌クラストの様子．
Situation of soil crust arising after the seeding soybean in converted paddy ﬁeld of ﬁne surface soil.

土壌の攪拌，沈積作用により生じたものと思われる土壌

スト硬度計値が 10 mm（0. 35 MPa）以上ではダイズの出クラストが観察された（photo. 1）．

芽率が 60 % を下回る結果となり，種子の発芽を妨げる

また本試験では，細粒質な土壌においても，有機物含土壌クラスト硬度計値は概ね 10 mm 以上と考えられた．

量が多い土壌でクラスト硬度が低くなり，特に強熱減量

次に堅密な土壌クラストが生成する土壌要因についや全炭素量でその傾向が強かった．強熱減量，全炭素量て，粒径組成ならびに土壌中の有機物含量の点から検討

は腐植の他に麦稈や稲わらなどの未分解の植物遺体（以した．その結果，粘土含量が 0. 20 kg kg−1 以上，シルト

下粗大有機物と記す）も含まれていることから，クラス含量では 0. 30 kg kg−1 以上，砂含量では 0. 50 kg kg−1 未

ト硬度の低減には，粗大有機物の存在が大きく影響して満になるとクラスト硬度計値が 10 mm 以上となる土壌

いるものと考えられる．

が多くみられた．またクラスト硬度計値が 10 mm 以上

Lado and Ben-Hur（2004）は，土壌中の有機物によるとなりやすい砂含量が 0. 50 kg kg−1 未満の土壌において団粒の形成が土粒子の分散を抑制することで，土壌クラ全炭素含量 0. 06 kg kg−1
も，強熱減量が 0. 13 kg kg−1 以上，ス ト の 形 成 が 抑 制 さ れ る こ と を 述 べ て い る．Seker

以上であるとクラスト硬度が全て 10 mm 未満となった．

（2003）は砂含量が少なく硬いクラストが生じる土壌に，強熱減量や全炭素含量の増加に伴うクラスト硬度の低下

2 mm 以下に調整した麦稈を混ぜることで破壊強度が低は，土壌有機物による団粒の安定化と粒子間の充填・結下する結果を示し，その理由として有機物の添加で土粒合を妨げる作用によるものと考えられ，粗大有機物を含子間の凝集を低減させることによるものとしている．こめた土壌中の有機物含量を高めることで，土壌クラスト

れらのことから，土壌中の有機物の存在は，団粒の安定を軽減する可能性が示唆された．

化に寄与するとともに，粗大有機物自体が粒子間の密な今後は土壌クラストの生じやすい転換畑において，土充填・結合を妨げる役割をしているものと考えられ，土壌クラストによる影響を低減でき，かつダイズの安定的壌クラスト低減のための砂質土の客土と同様に，粗大有な出芽，生育を確保するような有機物の施用方法につい機物を含めた土壌中の有機物含量を高めることによって検討する必要がある．

て，土壌クラストを軽減する可能性が示唆された．

謝辞

未分解の植物遺体が多く残るような炭素率の高い有機物を土壌へ多量に施用すると，土壌微生物によるこの粗本研究は，都道府県等農業関係試験研究事業地域基幹

大有機物の急激な分解に伴って，窒素飢餓を引き起こす

農業技術体系化促進研究「寒地輪換畑における表層透排可能性があり，ダイズ生育への影響が懸念されるが，こ

水性改善技術を基幹とした畑作物・野菜等の高品質安定の点を考慮した有機物の施用量については未検討であ生産」の研究成果の一部である．ここに記して謝意を表る．今後は土壌クラストによる影響を低減でき，かつダ

します．

イズの出芽以降の生育に悪影響を及ぼさないような有機物の種類や施用量，施用方法についての検討が必要である．

4. おわりに
転換畑でのダイズ栽培において，出芽時に影響を与える土壌物理性の制限要因として土壌クラストによる土壌の硬化を取り上げ，土壌クラストによる土壌の硬化がダ
イズの出芽に与える影響程度を検討した．その結果クラ

引用文献
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crusting control in Australian cropping systems. Research opportunities. Aust. J. Soil. Res., 33：195‒209.
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土壌の物理性 第 121 号（2012）

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理性，103：3‒12.

旨

転換畑での土壌クラストによる硬化がダイズの出芽に与える影響程度を解析し，堅密な土壌クラストが生成する土壌要因について，粒径と土壌有機物含量の点から検討した．クラスト硬度計値が 10 mm（0. 35 MPa）以上でダイズの出芽率が 60 % を下回り，種子の発芽を妨げる土壌クラスト硬度計値は概ね 10 mm 以上と考えられた．また粘土含量が 0. 20 kg kg−1 以上，シルト含量では 0. 30 kg kg−1 以上，
砂含量では 0. 50 kg kg−1 未満になるとクラスト硬度計値が 10 mm 以上となる土壌が多くみられたが，砂含量が 0. 5 kg kg−1 未満の土壌においても，強熱減量が 0. 13 kg kg−1 以上，全炭素含量 0. 06 kg kg−1以上であるとクラスト硬度が全て 10 mm 未満となった．強熱減量や全炭素含量の増加に伴うクラスト
硬度の低下は，土壌有機物による団粒の安定化と，粗大有機物による粒子間の充填・結合を妨げる作用によるものと考えられ，粗大有機物を含めた土壌中の有機物含量を高めることで土壌クラストを軽減する可能性が示唆された．
キーワード：土壌クラスト硬度，ダイズの出芽，転換畑，粒径組成，土壌有機物

特集「東日本大震災による被災農地復興に向けて」
土壌物理学会編集委員長

中辻敏朗 1

2011 年 3 月 11 日，宮城県牡鹿半島の東南東沖海底を震力発電所事故に伴う放射性物質による土壌汚染に焦点を絞源とするマグニチュード 9. 0 の大地震により引き起こされり，これらの被害実態と復旧に向けた方策に関する以下のた東日本大震災では，岩手県，宮城県および福島県の太平特集を企画した．

洋沿岸に位置する 23, 600 ha の農地が，津波による浸水や土砂堆積などの壊滅的被害を受けた．また，同時に発生し特集「東日本大震災による被災農地復興に向けて」

た東京電力福島第一原子力発電所の事故では，原子炉の破１．宮城県を中心とした東日本大震災による水田の津波損により多量の放射性物質が大気中に放出され，その一部

被害状況と今後の課題について（農工研，原口氏ら）

は周辺地域の土壌に広範囲に沈着することとなった．
このような未曾有の大災害の発生当初は，自然の猛威を痛感し，抗しがたい力の前に無力感を味わう時間が多かったかもしれない．しかし，震災後，時を経ずして国の総合

２．電磁探査法による津波浸水農地の土壌電気伝導度迅
速調査法（東北農研，冠氏ら）
３．津波被災農地における暗渠を利用した雨による浸透水除塩（宮城大学，千葉氏ら）

科学技術会議の主導のもと，科学技術戦略推進費によるプ

４．放射性物質に汚染された農地における土壌固化剤を

ロジェクト研究「放射性物質による環境影響への対策基盤用いた表土剥ぎ取り技術の開発（農工研，若杉氏ら）の確立」が緊急的にスタートした．そのなかでは，文部科

５．浅代かき強制排水による水田土壌中の放射性物質除学省と農林水産省が中心となった「放射性物質の分布状況

染法の有効性に関する事前検討（農工研，奥島氏ら）

等に関する調査研究」に加え，「農地土壌等における放射６．高吸収植物による放射性セシウム除去の可能性（東性物質除去技術の開発」に関する研究が農林水産省や経済

北農研，小林氏ら）

産業省の研究機関，大学，東北・関東地域の公設試験研究機関の参画を得て行われた．これらの動きに認められるよ

一読されればお分かりの通り，いずれの報告も，喫緊のうに，悲痛な震災の発生から 1 年以上が経過した現在，人々

現場の課題に対し，既往の科学的知見・技術の応用や新しの歩みは着実に復旧・復興に向かいつつある．

い技術の導入によって何とか解決していこうという姿勢がこのようななか，土壌における物質の移動・変換・貯留，

強くうかがわれ，非常に読み応えのある内容となっている．

および大気，地下水との交換現象を研究対象とする土壌物

執筆者の方々には，調査や研究の途上でご多忙のなか，タ理学会としては，我々の持つ知識を総動員し，農地の被災

イトなスケジュールでご投稿いただいたことに対し，心よ

実態や今後の復旧に向けた技術的対策に関する情報を広くり感謝申し上げる．

共有して，復興支援に向けた関心を高め，復興の流れを加速させる責務がある．
以上の背景から，土壌物理学会編集委員会では，今回の最後に，被災された方々に改めてお見舞い申し上げるとともに，本特集記事が震災による被災農地の復旧・復興支
援につながることを祈念してやまない．

多様な震災被害のうち，津波浸水による農地の塩害と原子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

震災復興特集解 説
11Lectures., 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．

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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震災復興特集論 文., August 2012, Vol. 121, 19 ‒ 28

Original Paper

電磁探査法による津波浸水農地の土壌電気伝導度迅
速調査法
冠 秀昭 1・関矢博幸 1・遊佐隆洋 2・大谷隆二 1
Rapid survey method for soil electrical conductivity in tsunami‒inundated farmlands using electromagnetic
measurements
1

Hideaki KANMURI , Hiroyuki SEKIYA 1, Takahiro YUSA2 and Ryuji OTANI1

Abstract : An electromagnetic measurement with
GEM‒2 was examined as a simple and rapid method
for measuring soil electrical conductivity（EC）in tsunami‒inundated farmlands. The apparent soil electricalconductivity（ECa）ascertained using GEM‒2 was toohigh according to the increase in the application rateof potassium chloride in a pseudo‒seawater inundated
ﬁeld of which the EC had been adjusted using potassium chloride spraying. Furthermore, results for ECa
were correlated with those obtained using a soil EC
sensor. These results showed that diﬀerences in ECa
values were obtainable through nondestructive andnoncontact sensing with GEM‒2 in tsunami‒inundated
farmland. The overlying contour plot measured using
GEM‒2 on the map, such as Google Earth, was able toeasily provide more information about the relation between ECa and terrain condition. Measuring ranges inthe depth direction according to the GEM‒2 measurement at 80 kHz frequency were regarded as aﬀecting
all layers from the ﬁeld surface to at least 1 m below
without limited to only the ﬁeld surface. We can compare EC1:5 and ECa by using the soil EC sensor together with GEM‒2, thereby rapidly investigate forsalt leaching while working in tsunami‒inundated
farmlands.
Key Words : Tsunami‒inundated farmlands, Electromagnetic measurement, Soil EC, Salt injury

1. はじめに塩前後における農地の塩分濃度の把握が不可欠である．
除塩現場における農地の塩分濃度の把握には，土壌中の塩素濃度を測定することにより行われる（農林水産省，
2011）．一般的に土壌中の塩素濃度と土壌の電気伝導度（EC）には相関関係が見られることから，現場では土壌の電気伝導度の測定により塩分濃度を把握している．土壌の電気伝導度測定には測定の簡便性から，乾土 1 に対して蒸留水 5 を加えた懸濁液の電気伝導度を測定する 1：
5 水浸出法（土壌環境分析法編集委員会，1997）が用いられている．しかし 1：5 水浸出法による EC（EC1：5）の測定には，土壌の採取，乾土相当量の計測，加水，振とう作業を必要とする．簡便法と言うものの，多くの農地において EC1：5 を計測するのは多大な労力を要する．
除塩の現場では，多様な水田条件に応じた水田一筆ごと対応が求められており，広大な面積の被災農地における塩分濃度を効率的に把握するには，より簡便な手法が求められる．
一方，震災直後に除塩作業を行い，営農が開始された
場合において，水稲作では塩分濃度の低い灌漑水を供給することにより，更なる除塩が進行し，中干し等の田面乾燥を行わない限り，圃場下層に流下した塩分が表層付
近に再度上昇する懸念は少ない．実際，除塩が行われた
圃場における水稲生育への悪影響はあまり報告されていない．しかし，水田転換畑での大豆栽培においては，除塩により表層の塩分濃度が低下した場合でも，下層に残留した塩分が夏期の乾燥により上昇し，大豆が枯死する

2011 年 3 月 11 日の東北地方太平洋沖地震による大津圃場が見られており，下層を意識した除塩対応の必要性

波により，2 万ヘクタールを超える広大な農地が浸水等が報告されている（星・遊佐，2012）．下層土の土壌 ECの被害を受けた．被災農地において営農を再開するには，を把握する場合には，更なる労力が必要とされる．また，海水の浸水により多量の塩分が流入した農地から，過剰

最も水田の被害面積が多かった宮城県の大豆栽培面積はな塩分を取り除くことが必要となる．除塩作業には，除約 1 万 ha と全国的にも多く，そのほとんどが水田転換
畑で栽培されており，海水が浸水した農地でも塩害を回

1

NARO Tohoku Agricultural Research Center
4 Akahira, Simokuriyagawa, Morioka Iwate
2
Miyagi Prefecture Furukawa Agricultural Experiment Station
88 Fukoku, Furukawa‒Osaki, Osaki Miyagi
Corresponding author：冠 秀昭 1（独）農研機構 東北農業研究センター
2
宮城県古川農業試験場
2012 年 2 月 28 日受稿，2012 年 7 月 31 日受理
土壌の物理性 121 号，19 ‒ 28（2012）

避するための技術的対応が求められている．よって，面的に広範囲かつ農地の下層の状況をも把握することができる簡便な土壌の EC 計測法が求められる．
今回の震災のような大津波による被災農地での塩分濃度測定や除塩に関する国内の報告は極めて少ないが，海外での事例に 2004 年のインド洋スマトラ沖地震の報告がある．Kume et al.（2009）は，津波被災後の衛星画像

土壌の物理性 第 121 号（2012）20から植生の変化を捉え，広域的な水田の復旧状況を確認

信が同時にできる．本装置では送信周波数の違いによっしている．同津波災害による被災水田の広域的な調査にて，地盤内での影響範囲が異なる特性を利用し，地盤かは，非接触，非破壊で土壌塩分濃度の計測が可能な電磁ら送信周波数に応じた反応を得ることができる．本装置

探査法（EM 38，Geonics 社）による塩分濃度のモニタリにより土壌の電気伝導度は次のように計測される（光畑・ングが行われている（McLeod et al.，2010）．この調査

稲崎，2008）．①送信ループより 1 次磁場が発生，②地においては被災地の自然条件に応じた除塩プロセスが報盤内誘導電流が発生，③ ②により 2 次磁場が発生，④ 2

告されており，広域津波災害における電磁探査法の活用

次磁場を受信ループにより計測する．2 次磁場の受信信例が示されている．国内では，平井ら（2008）が多周波数電磁探査法（GEM‒2，Geophex 社）による農耕地土

号には，一次磁場に対して同じ位相をもつ同相成分と，壌の電気伝導度のモニタリングを行っており，農地にお90 度ずれた離相成分がある．この同相成分と離相成分ける適用性の検証がなされている．

が基本出力となり，測定と同時に PDA 画面に表示，記ファラデーの電磁誘導の法則により 1 次磁場に対して

このような電磁探査法の利用は，広範囲における土壌録される．PDA 画面には，離相成分等の値がグラフで

EC の把握に効果的と考えられる．しかし，今回のよう示されるので，その場で測定値の変化を見ることができな被災農地における電磁探査法の具体的な利用方法や適る．測定は 1 秒間におよそ 8 回行われ，記録された同相，

用性は示されていない．被災農地で電磁探査法を利用す

離相の値は付属のソフトウェアにより，見かけの電気伝るには，作物生育に影響を及ぼす深度 1 m 以浅の土層に導度（ECa）に変換できる．測定は，本装置の使用方法

おける EC 計測の検証や，除塩現場で求められる EC 1：

に従い，本装置を地表上 1 m の高さに保持して圃場内

5 と電磁探査法による計測値の対比が必要とされる．
そこで本研究では，広大な津波浸水農地における簡易を歩行しながら行った．
GEM‒2 による座標値の取得法については，本装置のかつ迅速な土壌電気伝導度測定法を提供するため，津波使用マニュアルで推測航法と示されている方法，および浸水農地における電磁探査法の計測特性を調査し，電磁GPS を利用し測定と同時に地理座標を取得する方法が探査法の利用法について検討した．具体的には，第一とある．推測航法では，あらかじめ等間隔の測線を決定し，して電磁探査法による圃場内の EC 計測の可能性を実験

測線距離を測線上の全測定データ数で除することで測線的に調べた．第二として，津波浸水農地における現地調

方向の測定間隔が補間され，測線方向の座標値が決定さ査を行い，電磁探査法の計測特性及び電磁探査法の効果れる．区画形状が既知の圃場における調査であれば，推的な利用方法について検討した．第三として，深さ 1 m

測航法による計測が可能である．しかし，調査圃場の情以浅において，数十 cm 毎などの特定土層の EC の測定

報を計測する必要がある場合や，数筆の圃場を一度に計の可能性を確認するため，電磁探査法による深さ方向の測する場合等には，GPS によって地理座標を取得した

計測範囲について検討した．

方が効率的となる．また，推測航法では，決められた方

２. 方法

向に一定速度で歩行しなければ，位置的な誤差が生じる．
しかし，地理座標を取得しながら計測することにより，

2. 1 電磁探査装置の利用詳細に調査したい位置では歩行速度を落として測定デー

本研究では，電磁探査装置として Geophex 社「GEM‒2」

タ量を増やすことが可能である．また，進行方向に障害を使用した．本装置による測定状況を Fig. 1 に示す．本物等迂回したいものが存在しても，測定を中断すること装置では，小型の送信および受信ループを利用して測定なく継続できるという利点があり，現地状況に即した利を行う．また，本装置は多周波数型の電磁探査装置であ用ができる．

り，300 Hz 〜 96 kHz の周波数で最大 15 周波数の送受

2. 2 圃場調査2. 2. 1 疑似海水浸水圃場
岩手県盛岡市内の東北農業研究センター内の 7. 5 a の水田（15 m×50 m）において試験を行った．試験圃場の土壌は多湿黒ボク土であり，土性が CL，塑性限界が66 ％である．試験圃場の概要を Fig. 2 に示した．試験
圃場に 10 m×5 m の連続した散布区を設置し，塩化カ‒‒

リ ウ ム（KCl） を そ れ ぞ れ 1. 30 kgm 2，0. 50 kgm 2，‒2

0. 12 kgm ，散布し，他は無散布とし，疑似海水浸水圃場とした．最大の散布量は海水の浸水を想定し，水深換
算で 3 cm の海水（塩分濃度を NaCl で 3. 5 ％と仮定）‒

が 浸 透 し た 場 合 の NaCl（1. 05 kgm 2）を，KCl で 代 替（NaCl：KCl モル比 1：1. 28）したものとし，他はそのおよそ 1/2 および 1/10 の量として設定した．KCl 散布直Fig. 1 GEM‒2 による測定状況．
Measurement with GEM-2.

後に圃場に入水し代かきを行った．
GEM‒2 で測定する測線を圃場短辺方向 2. 5 m 間隔と震災復興特集 論文：電磁探査法による津波浸水農地の土壌電気伝導度迅速調査法

21

し，圃場の落水後に測線を長辺方向に一定速度で歩行し採取した土壌はその場でポリ袋に移し試験室に持ち帰って ECa を計測した．測定位置座標は，推測航法で決定た．それぞれの採取土壌全体から約 20 g の土壌を取りし た． 測 定 値 と 測 定 位 置 座 標 を も と に krigging 法

出し，105 ℃で 24 時間炉乾燥後，EC1：5 を測定した．

（Surfer，GoldenSoftware 社）により ECa の等高線図を作 成 し た． 計 測 に 使 用 し た 周 波 数 は，4 kHz，8 kHz，

2. 2. 2 現地圃場
GEM‒2 の現地での適用性と効果的な利用法を検討す

17 kHz，37 kHz，80 kHz，である．平井ら（2008）の実験

るため，宮城県石巻市内の海水が浸水した圃場 2 筆（圃において，高周波数ほど土層表層の特徴を捉えられていることが示されており，そこでは当時の GEM‒2 の最大場 A, および圃場 B）および近接する圃場 7 筆（圃場 C〜圃場 I）からなる圃区において GEM‒2 により ECa を

周波数である 47. 97 kHz が使用されていることから，で測定した．圃場 A および B の区画は約 80 m×125 m できるだけ高い周波数を使用することを考えた．しかし，あり，面積がおよそ 1 ha の大区画圃場である．調査地

本装置の最大周波数である約 90 kHz では，測定値の変区の土壌は細粒灰色低地土に分類され土性は SiC であ

動が大きかったことから，それよりやや低い 80 kHz をる．圃場 A および B では 2011 年の 6 月に代かき除塩が測定最大周波数として設定した．以下，80 kHz のおよ

行われ，その後大豆が栽培された．

そ 1/2 程度でかつ対数で等間隔となるような数値に設定
した．

GEM‒2 による測定は 2011 年 5 月 31 日，8 月 5 日および 11 月 1 日に行った．5 月 31 日の圃場 A，B での測GEM‒2 で計測した ECa と従来手法により計測した定では，短辺方向の測定間隔を圃場 A では 5 m，圃場ECa を 比 較 す る た め， 地 表 下 約 5 cm の ECa を

B で は 2. 5 m 間 隔，11 月 1 日 の 測 定 で は， 圃 場 A，B

Decagon 社「土壌水分・温度・EC センサ 5 TE」（以下，5 TE）により計測した．センサ上端の樹脂部分とケーブ

ともに短辺方向の測定間隔を 5 m とした．位置座標は推測航法で決定することとし，GEM‒2 を保持しながらルとの接続部分を持ち，プローブ中程に装備されている

一定速度で長辺方向に歩行して ECa を測定した．取得

ビス状の金属端子部分が地表下 5 cm 程度となるように，した測定値と位置座標をもとに Surfer により ECa の等

地表面から鉛直に挿入した．圃場では短辺方向 6. 25 m

高線図を作成した．

の位置を長辺方向 1 m おきに計測した．計測は各地点で 3 回行い平均値を地点代表値とした．

8 月 5 日の圃場 A，
B の測定では ECa の測定と同時に，広範囲の連続的な計測を想定し GPS を用いて地理座標

また，圃場の EC1：5 の値を確認するため，地表面か値を取得した．圃場 A，B での計測は，他の時期の調査

ら深さ 5 cm までの土壌を 100 cc 採土管を鉛直に挿入すで行った推測航法に準じて，圃場 A，B ともに短辺方向ることにより採取した．各調査区および無散布部からその測定間隔を 7. 5 m として長辺方向に歩行して行った．

れぞれ任意に 4 箇所，合計 24 箇所から土壌を採取した．

5 月 31 日の圃場 7 筆（圃場 C 〜圃場 I）からなる圃区Fig. 2 疑似海水浸水圃場の概要．
Schematic of the pseudo-seawater inundated ﬁeld.

Fig. 3 等高線図の作成と地図上への重ね合わせ．
Overlying contour plot on a map.

22

土壌の物理性 第 121 号（2012）の測定においては，数筆の連続計測を行うため，ほ場短

ト機能により地理座標値を変換する．さらに Google

辺から 5 m および 15 m 離れた位置を圃場短辺に平行にEarth 上に表示するにはファイルを kml 形式に変換する

歩行し測定し，GPS を用いて地理座標値を取得した．

必要があるので Surfer でのファイル保存時に kml 形式

測定は畦畔を越えて 7 筆を連続して行い，約 300 m をを選択する．

一往復して計測した．

5 月 31 日，8 月 10 日および 11 月 10 日には圃場 A か

現地圃場において計測に使用した周波数は，4 kHz，ら土壌を採取し，試験室において 105 ℃で 24 時間炉乾8 kHz，17 kHz，37 kHz，80 kHz，である．但し，11 月 1

燥後，EC1：5 を測定した．圃場の対角線交点 1 地点お日の測定では，80 kHz 程度の高周波数による計測におよび対角線上でほ場短辺側からおよそ 20 m 離れた 4 地

いて深さ 1 m 以浅の EC の影響を把握することが可能か点（排水路側 2 地点，道路側 2 地点）の合計 5 地点より，を確認するために，71 kHz および 93kHz を加えた合計オーガ（φ 6 cm）を用いて地表から深さ 30 cm までの土

7 周波数を用いて測定を行った．

壌 を 採 取 し，0 〜 10 cm，10 〜 20 cm，20 〜 30 cm の取得したデータを Fig. 3 に示した手法でファイル形式
お よ び 座 標 系 の 変 換 を 行 い 地 図 上（Google Earth，EC1：5 を測定した．

Google 社）上に示した．ここでは，基本出力はバイナリ

5 月 31 日 の 圃 場 C 〜 圃 場 I の 7 圃 場 に お い て は，GEM‒2 による計測値と従来手法による EC の測定値をファイルであるため，まず本装置に付属されるソフト比較するため，5 TE プローブ上の金属端子部分が地表

EMExport でアスキーファイルに変換する．またここで

下 5cm 程度となるように，地表面から鉛直に挿入しは，航測航法による計測の場合，測線の間隔及び延長を

ECa を測定した．また地表面から 5 cm までの土壌を採入力し，XY 座標の割り振りがされ，GPS による計測の場合は地理座標値が出力される．続いて，同じく付属ソ取し，試験室において 105 ℃で 24 時間炉乾燥後，EC1：5 を測定した．5 TE と EC1：5 の調査地点は GEM‒2 のフトの Invertor により，同相及び離相値から各測点の測線付近で各圃場の短辺長の中間点とした．

ECa を算出する．座標値および ECa を地図作成ソフト

11 月 1 日の調査では，およそ 1 m 以浅の EC を把握

Surfer に入力し，測定値の等高線図が作成される．等するため，圃場内から土壌を採取し HANNA 社「土壌

高線図を地図ソフト上に表示する場合には，地図ソフト

EC 計 HI98331」（以下，HI 98331）を用いて鉛直方向のに応じた座標系に変換する必要がある．Google Earth

EC 分布を測定した．圃場内に 20 m 区間の調査区を設上に表示する場合は，UTM 座標で得た地理座標値を緯定し 5 m 毎に 5 地点で土壌を採取した．調査区は事前に GEM‒2 で ECa を測定した結果から，ECa が高い地

度経度に変換する必要があるため，Surfer のコンバー点が含まれるように，長辺方向に連続した 20 m 区間を選定した（Fig. 6（c）の短辺方向−60 m，長辺方向 40 m付近）．1 地点につき 0〜10 cm，10〜20 cm，のように地表から 110 cm まで 10 cm 毎にオーガ（φ 6 cm）によFig. 4 疑 似 海 水 浸 水 圃 場 に お け る 見 か け の 電 気 伝 導 度（ECa）の測定結果 ．
Bulk EC（ECa）value in the pseudo-seawater inundated
ﬁeld.

Fig. 5 見かけの電気伝導度（ECa）と土壌水分・温度・EC セ
ンサ 5 TE で測定した EC（ECD）の関係．
Relationship between bulk EC（ECa）and EC measured bysoil moisture, temperature, and EC sensor 5 TE（ECD）.

震災復興特集 論文：電磁探査法による津波浸水農地の土壌電気伝導度迅速調査法
り土壌を採取した．採取後直ちにオーガ内の土壌を押しられたが，余裕を見込み約 30 秒間の測定とした．

固め HI 98331 の長さ 20 mm の電極部を試料側面から鉛直に挿入して ECa を測定した（関矢ら，2012）．また，土壌の採取前には各地点で GEM‒2 を約 30 秒間固定し23

３．結果および考察
3. 1 疑似海水浸水圃場

ECa を測定し，得られたデータの中央値をその地点のFig. 4 に疑似海水浸水圃場における測定周波数 80 kHz

ECa とした．ここでは GEM‒2 による測定位置を正確にによる ECa の測定結果を示す．KCl の散布量が多い地

土壌採取地点とするため，また，歩行時の揺れによるノ

点では ECa が高く，KCl 散布量の減少に従い ECa が低

イズを低減するために本体を固定して測定した．その際下 し た． 圃 場 左 右 の 試 験 区 境 界（ 短 辺 0 m， お よ び

測定値をモニターで確認し，おおむね数秒で一定値が得10 m，付近）において ECa の値が低下しているのは，KCl を散布していない部分に測定範囲が及んだことにより，低い ECa が計測され平均化されたためと考える．
Fig. 5 に GEM‒2 による ECa と 5 TE により測定したEC（ECD）の関係を示した．横軸の GEM‒2 の ECa は，5 TE の測線の両側で計測した ECa（測線 3 および測線 4）から長辺方向 1 m 毎の値を抽出し，それらの平均値を用いた．ECa と 5 TE による ECD には，高い相関がみられた．
ECD は土壌水分量により変化するが，EC1：5 の測定のために採取した圃場内 24 点の土壌含水比の平均値および標準偏差はそれぞれ，90. 0 ％，8. 42 ％であり，代かき後ということもあり高い含水比であった．関矢ら（2012）は，中粗粒グライ土，中粗粒褐色低地土，黒泥土における土壌含水比と 5 TE で計測した ECa の関係を調べており，塑性限界以上の土壌水分においては，
5 TE で計測した ECa の土壌含水比に対する変化が小さいことを示している．また，土壌を圧縮又は加水してペー
スト状に処理した後に 5 TE で計測した ECa は，処理前より EC1：5 との相関が高くなることを示している．
今回，土壌が異なるものの，本土壌の塑性限界は 66 ％であり，それより高い含水比であった．また，圃場は代かき後で歩行が可能な程度に地表面がやや硬化した状態
であり土壌が密な状態であったことからも，土壌含水比の違いによる ECD への影響は少ないと考えられる．これらのことから GEM‒2 により，圃場内 ECa の相対的な高低差を把握できると考えられた．
疑似海水浸水圃場から土壌を採取して測定した EC1：‒‒

5 は，最大値が 176 mSm 1，最小値が 6 mSm 1 であった．
海水が浸水した農地の除塩作業は，水稲作の場合 EC1：‒5 の値が 60 mSm 1 以下を目標に行われている（星・遊佐，
2012）．本試験で行われた疑似海水浸水圃場の EC1：5
値はその目標値前後の値であり，現地で想定される
EC1：5 の範囲内にあった．
3. 2 現地圃場
3. 2. 1 平面的な ECa の把握および推移
Fig. 6 に現地圃場における 5 月 31 日，8 月 5 日，11
月 1 日の ECa の等高線図を示す．5 月 31 日の等高線図‒

で は，ECa が 約 27〜105 mSm 1 の 間 で 分 布 し て い た．
圃場 A では，長辺 40 m と 110 m 付近に ECa が高い部分が帯状に見られた．圃場 B の ECa は長辺方向 100 m
Fig. 6 現地圃場のおける見かけの電気伝導度（ECa）の等高線
図．
Contour plot of bulk EC（ECa）with the ﬁeld survey.

〜 120 m 付近までの ECa がほぼ一様に高かった．ECa
は 8 月 5 日，11 月 1 日と時間の経過と共に低下した．
圃場内の ECa の高い部分は，その後の測定においても

土壌の物理性 第 121 号（2012）24

5 月 31 日の結果とほぼ同様の位置に見られた．ECa はた．よって，各測定時期の土壌水分条件の相違は ECa

圃場内の特定位置で低下するのではなく，全体的に低下に 影 響 を 与 え な い 範 囲 内 に あ っ た も の と 推 察 さ れ，
GEM‒2 では圃場全体の塩分の低下傾向を捉えているとする傾向が見られた．
5 月 31 日〜 11 月 10 日の圃場 A における圃場全体の見られた．

ECa の平均値および地表下 0 cm 〜 30 cm までの 10 cm

Fig. 8 には Google Earth 上に 8 月 5 日の等高線図を毎の EC1：5 とその平均値の推移を Fig. 7 に示す．0 〜

示した．8 月 5 日の測定では，排水路側の ECa が反対

10 cm お よ び 10〜20 cm の EC1：5 は 11 月 ま で に 約の給水側より高く示されており，地図上では容易にその‒20 mSm 1 まで低下したが，20〜30 cm の 11 月の EC1：
‒1

関係を確認できた．8 月 10 日に圃場 A において土壌を5 は 5 月の値と同程度の 40 mSm であった．0〜30 cm

採取して測定した EC1：5 においても，排水路側と給水の EC1：5 平均値で見ると，夏期に多少の増加がみられ側の平均値がそれぞれ 94 mSm 1，49 mSm 1 であり，排るものの，長期的には減少傾向にあった．他の津波浸水

水路側が高い傾向にあった．Fig. 9 に 5 月 31 日の圃場圃場でも降雨による除塩効果が報告されており（千葉・7 筆からなる圃区での測定結果を Google Earth 上に示

加藤，2011），本圃場においても，津波の浸水以降の降した．D 圃場の ECa が約 90 mSm‒1 と最も高く示され，雨により，圃場の塩分濃度は低下傾向にあったと考えられる．GEM‒2 による ECa は測定時の土壌水分条件に影E 圃 場 が 約 70 mSm 1，C 圃 場 お よ び F 圃 場 が 約 60

響されるものの，ECa はこの観測期間で減少傾向にあっ

mSm 1 と，圃場 C を除いた圃場 D 〜圃場 I については

‒

‒

‒

‒1

‒

mSm ,G 圃 場 お よ び H 圃 場 が 50 mSm 1，I 圃 場 が 20‒

Fig. 7 見かけの電気伝導度（ECa）および EC1：5 の推移．
Changing of bulk EC（ECa）and EC1：5.

Fig. 8 8 月 5 日の見かけの電気伝導度（ECa）の等高線図．
Contour plot of bulk EC（ECa）on August 5.

Fig. 9 圃区における見かけの電気伝導度（ECa）の等高線図．
Contour plot of bulk EC（ECa）in the ﬁeld block.

震災復興特集 論文：電磁探査法による津波浸水農地の土壌電気伝導度迅速調査法

25‒

西側の圃場ほど ECa が低かった．5 月 31 日の同圃場に

mSm 1 以上となる圃場 I 以外の圃場で，除塩が必要なおける ECD と EC1：5 の値を Table1 に示した．ECD とEC 水準にあるということが推察された．

EC1：5 の値は多少の増減があるものの，ECa の測定値と同様に西側の圃場の EC が低くなる傾向を示した．
‒

3. 2. 2 1m 以浅における EC 鉛直分布と GEM‒2 による測定

EC1：5 は I 圃場を除いて 60 mSm 1 以上であり，除塩Fig. 10 に深度 1. 1 m までの土壌を採取し HI 98331 にが必要な水準にあると見られた．GPS を利用して測定より測定した EC（ECH）の鉛直分布を示す．11 月の時することで，測定対象の圃場形状によらず，測定範囲を
ダイナミックに設定でき，かつ測定結果を地図上に表示することでその位置関係も把握することが可能であり，簡易な迅速測定に適した計測法と考えられる．この 7 筆の 測 定 で は，GEM‒2 に よ り 測 定 さ れ た ECa が 50

Table 1 土壌水分・温度・EC センサ 5 TE で測定した EC（ECD）と EC1：5．
EC measured by soil moisture, temperature, and EC sensor
5TE（ECD）and EC1：5.

圃場
C
D
E
F
G
H
I
‒
5TE ECD（mSm 1） 226 490 293 316 228 90 10‒
EC 1：5（mSm 1）
64 114 90 111 115 71 17‒1
ECa（mSm ）59 91 69 64 53 53 17
含水比 （％）
67. 5 77. 0 82. 1 81. 9 71. 0 81. 1 51. 2※調査日：5 月 31 日

Table 2 見かけの電気伝導度（ECa）と土壌 EC 計 HI 98331
で測定した EC（ECH）との相関係数．
Correlation coeﬃcient between bulk EC（ECa）and EC measured by soil EC sensor HI 98331（ECH）

平均深さ
8 kHz
0−30 cm −0. 17
0−60 cm
0. 61
0−90 cm
0. 90
0−110 cm
0. 97

17 kHz−0. 07
0. 69
0. 94
0. 99

37 kHz−0. 13
0. 65
0. 92
0. 98

71 kHz−0. 11
0. 68
0. 94
0. 99

Fig. 10 土壌 EC 計 HI 98331 で測定した EC（ECH）の鉛直分布．
Vertical distribution of EC measured by soil EC sensor HI 98331（ECH）．

Fig. 11 見 か け の 電 気 伝 導 度（ECa）と 土 壌 EC 計
HI 98331 で測定した EC（ECH）の関係．
Relationship between bulk EC（ECa）and EC measured by soil EC sensor HI98331（ECH）．

26

土壌の物理性 第 121 号（2012）

点では，表層の ECH が低く，深度の増加とともに ECH

対的な高低差が把握できる．一方，ECa と除塩の指標が上昇し，60 cm 付近を最大として，さらに深くなるとに用いられている EC1：5 の値と比較するには，何らか徐々に低下する傾向にあった．
GEM‒2 の深度方向の測定影響領域を確認するため，の手法でそれらの関係を把握する必要がある．土壌をサ

GEM‒2 による ECa と ECH の深さ毎の平均値の関係をるが，迅速性が失われることになる．関矢ら（2012）に求めた．Fig. 11 に ECa に対して ECH の値を地表を基準

よる海水浸水圃場から得られた調査結果によれば，土壌として深度方向に，0〜30 cm，0〜60 cm，0〜90 cm，0EC 計による EC は，測定時の水分条件やセンサ計測部

ンプリングし，EC1：5 を計測すれば，比較が可能にな〜110 cm までをそれぞれ平均した値をプロットした．
今回の調査で主に使用した 80 kHz においては，ECHの値が比較的低い 0〜30 cm の平均値と ECa との関係に直線関係はみられなかった．しかし，ECa と 0〜30 cm，
0 〜 60 cm，0 〜 90 cm，0 〜 110 cm の各平均値との一次回帰式を得た際の相関係数はそれぞれ，− 0. 13，0. 65，
0. 92，0. 98 であり，より深い位置の数値が含まれるほど，相関係数が高くなった．GEM‒2 による 80 kHz での測定では，表層 0 〜 30 cm あるいは 0 〜 60 cm のみに限定されることなく，少なくとも地表から 1 m 程度まで測定範囲が及んでいると考えられる．平井ら（2008）はGEM‒2 を使用した調査結果から，測定値が表層 1 m 未
満の土壌の影響を強く受けていると考察しており，本研究においても平井らの結果と同様であると考えられた．
3. 1 での疑似海水浸水圃場における試験では，Fig. 5に示したように地表付近で計測された ECD と ECa の関係がよく一致していた．これは，KCl の散布および混和後まもなく計測したことから，地表付近の EC が高く，
その地表付近の影響を受けたものと考えられる．
他の測定周波数における ECa と ECH の深さ毎の平均
値 の 関 係 に つ い て，4 kHz お よ び 93 kHz に お い て もECa と ECH の深さ毎の平均値の関係は 80 kHz による測定結果とほぼ同様の傾向であった（Fig. 11）．その他の周波 数（8 kHz，17 kHz，37 kHz，71 kHz）に お け る ECaと ECH の深さ毎の平均値の関係についても，Table 2 に示した相関係数のように Fig. 11 に示したものと同様の傾向であった．高周波数ほど，0〜30 cm あるいは 0〜
60 cm といった浅い位置の EC の影響を受けると予想し，
深さ 1 m 程度の深さ方向の EC 分布の把握を試みようと考えたが，高周波数による測定でも，浅い位置の EC の影響が特段反映される結果とはならず，いずれの測定周
波数ともに 1 m 程度までの EC の影響を同程度に受けていると考えられた．
各測定周波数によって測定された ECa の違いを確認するため，Fig. 12 に ECH の平均値が最も高い調査地点
において，30 秒間に計測した ECa の全測定値を示した．
ECa の中央値は，周波数が低下するほど増加した．ECaの標準偏差は，80 kHz が最も小さく低周波数ほど大き
くなり，また，93 kHz の標準偏差は 37 kHz，71 kHz，
80 kHz の標準偏差よりも大きかった．これらの違いは，
周波数による測定影響範囲の違いによるものと考えられるが，1 m 以深の影響範囲について明らかにするには，更なる調査が必要である．
3. 3 津波浸水農地における電磁探査法の利用
電磁探査法による ECa の測定においては，簡易に相Fig. 12 定点における見かけの電気伝導度（ECa）の測定値．
Bulk EC（ECa）measured at ﬁxed measurement point.

震災復興特集 論文：電磁探査法による津波浸水農地の土壌電気伝導度迅速調査法

27と土壌の接触環境が整えば，EC1：5 と高い相関がある

測定法を提供するため，電磁探査法の計測特性を調査し

こ と を 示 し て い る． そ こ で， 迅 速 に 海 水 浸 水農地のた．その結果以下のことが明らかになった．

EC1：5 を把握するため，電磁探査法と土壌 EC 計を併

KCl の散布により塩分濃度を調整した疑似海水浸水圃

用した手法ついて検討する．本調査においては，例えば場を設定し，GEM‒2 により ECa を測定した．KCl の散‒

Fig. 6（c）で矢印により最大値 50 mSm 1 が示されてい布量に応じて，計測された ECa が高くなっており，まる地点は，鉛直方向の EC 分布を調査した地点である（Fig. 10）
．その前後を長辺方向に GEM‒2 で計測すると，た土壌 EC センサによる測定値と同様の傾向を示したこ

PDA 画面で離相値の最大値を確認できる．離相値が最ECa の高低差を把握することができることが判った．
GEM‒2 による ECa の等高線図を作成することによ

大値を示した地点において土壌を採取し測定した ECHとから，非破壊，非接触により津波浸水農地の相対的な‒り，津波浸水農地の広範囲における ECa 分布が容易にの 値 は， 約 40〜200 mSm 1（Fig. 10），平 均 で 約 130‒1mSm を示していた．関矢ら（2012）によれば，海水浸確認できることが判った．また，GPS を用いて地理座

水農地の調査において，測定時の水分条件やセンサ計測標を取得して計測した場合，等高線図を Google Earth

部と土壌の接触環境を調整した状態で計測した ECH を

等の地図上に重ねることにより，地形情報と ECa の関

0. 4 倍することにより，EC1：5 を推定できることが示係を容易に把握できた．
GEM‒2 による 80 kHz での深度方向の計測範囲は，されており，ここで便宜的にその 0. 4 倍という値を用い‒れば，ECH の測定値は EC1：5 で 16〜80 mSm 1，平均
‒1

表層 0〜30 cm あるいは 0〜60 cm のみに限定されるこで 52 mSm 程度と推測される．本調査に限られるが，となく，少なくとも地表から 1 m 程度まで測定範囲が

圃場内の他の地点の離相値が先に確認した最大値以下で及んでいると考えられた．

‒1

あれば，平均的に EC1：5 で 50 mSm 以下であること

土 壌 EC セ ン サ を 併 用 す る こ と で， 現 地 で ECa とが予想される．このように，あらかじめ調査区域におい

EC1：5 を比較でき，迅速性を損なわずに除塩に必要なて土壌 EC 計による EC 値と EC1：5 の関係を得ておく
ことにより，土壌 EC 計を併用して GEM‒2 による測定調査を行うことが可能である．

値から EC1：5 を推定できる．現地で EC1：5 のおおよあり，一刻も早い復興を祈願する．

その値が把握できることは，重点的に調査が必要な地点の把握等，調査の効率化につながると考える．
本装置は多周波数型の電磁探査機であり，Mitsuhata
et al．
（2006）は，GEM‒2 による多周波数による測定と一次元逆解析手法を用いて深度 1 m〜10 m 付近までの比抵抗（EC の逆数）断面図を作成できることを示している．今回の津波浸水農地の調査では，深度方向に求められる調査範囲は農業に関わる 1 m 程度の範囲である．
今回，多周波数での測定において，7 つの測定周波数による測定結果が同様の傾向を示し，1 m 以浅の特徴を特に反映する測定周波数というのは得られず，すべての測定周波数が 1 m 以浅の EC の影響を受けた結果となった．
そのため，1 m 以浅の深度方向のプロファイルを作成するに至らなかった．Mitsuhata et al．
（2006）の実験は，海水が浸水する砂浜で行われており，波打ち際での海水の浸透や，砂浜で深さ数 m に埋設されていた金属製の廃棄物等の影響を確認している．この実験と比較すると，今回の測定では，EC 値の水準が低いこと，測定対象が1 m 以浅と浅いことがあげられる．今回のような条件で
1 m 以浅の特定深度の EC を計測するには，測定方法自体を工夫するなど，更なる検討が必要であると考える．

４. おわりに
津波浸水農地における簡易かつ迅速な土壌電気伝導度

最後に本手法が被災農地の復旧の一助になれば幸甚で

引用文献
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土壌の物理性 第 121 号（2012）

28

要

旨

津波浸水農地における簡易かつ迅速な土壌電気伝導度測定法を提供するため，電磁探査装置 GEM‒2 による電磁探査法について検討した．KCl の散布により土壌電気伝導度を調整した疑似海水浸水圃場では，
KCl の散布量の増加に応じて，計測された見かけの土壌電気伝導度（ECa）が高くなった．また，ECa
は土壌水分・温度・EC センサ 5 TE による測定値と相関関係を示した．よって，GEM‒2 により非破壊，
非接触で津波浸水農地の相対的な ECa の高低差を把握することができることが判った．GEM‒2 により測定された等高線図を GoogleEarth 等の地図上に重ねることにより，地形条件と ECa の関係を容易に把握できた．GEM‒2 での計測周波数 80 kHz による深度方向の計測域は，表層付近のみに限定されることなく，少なくとも地表から 1m 程度まで測定範囲が及んでいると考えられた．土壌 EC センサを併用することで，現地で ECa と EC1：5 を比較でき，津波浸水農地において迅速に除塩作業のための調査が可能である．
キーワード：津波浸水農地，電磁探査法，土壌電気伝導度，塩害震災復興特集解 説
29
Lectures., August 2012, Vol. 121, 29 ‒ 34

津波被災農地における暗渠を利用した雨による浸透水除塩
千葉克己 1・冠 秀昭 2・加藤 徹 1
Desalinization technique for tsunami-hit farmland by inﬁltration of rain and discharge from underdrain
Katsumi CHIBA1，Hideaki KANMURI2 and Toru KATO1

1. はじめに2011 年 3 月 11 日に発生した東日本大震災の大津波に討した．

2. 宮城県名取耕土の農地・農業施設の津波被害より宮城県では約 1 万 5 千 ha の農地が海水の浸水によ

2. 1 地形および農業形態

る塩害を受けた．このうち約 1 万 3 千 ha が水田であった．

宮城県名取市，岩沼市には名取耕土と呼ばれる約農地の除塩法には湛水除塩法と浸透水除塩法がある．

3, 500 ha の水田が広がり，水稲，麦類，大豆を基幹としいずれの方法も塩害を受けた農地に大量の真水（灌漑水）

た水田輪作農業が行われている．沿岸部は標高 0. 3 〜を導水し，塩類を大量の水とともに農地外に排出するこ

2. 0 m 程度の低平地水田地帯であり，自然排水が困難でとが基本であり，その実施には排水経路の確保が必要不あるため，約 2, 500 ha の排水を国営かんがい排水事業可欠である．

等で整備された 5 つの排水機場に依存している．現在は

しかし，この震災では沿岸部に配備されている大半の本県を代表する優良な穀倉地帯であるが，排水機場が整

排水機場が壊滅的な被害を受け，地区排水機能が著しく備される以前は大雨等による浸水被害を受けやすい収量低下し，ガレキや土砂の流入により基幹的な排水路の多が低い水田地帯であった．

くが通水不能となった．このような状況で除塩を実施す

2. 2 津波被害

れば大量の排水によって下流部にさらなる浸水被害をも

名取耕土の機械排水区域，津波浸水区域を Fig. 1 に示

たらすおそれがあった．この結果，津波の被害を受けた

す．機械排水区域は沿岸部から国道 4 号線まで広がる約ほとんどの地域において排水機場や基幹排水路が復旧す

2, 500 ha の低平地水田地帯である．この震災では機械排るまで灌漑水の利用が極端に制限され，当面の除塩は自水区域の約 9 割にあたる 2, 200 ha が津波被害を受けた．

然の雨水に頼らざるを得ない状況に陥ったのである．
他方，わが国では土地改良事業により水田を畑地としても生産性の高い汎用農地へ改良する圃場整備が行われている．水田を汎用農地に改良するためには圃場の地下排水機能を高めることが必要であり，そのために重要な工種が暗渠排水である．暗渠排水は地下に導水管を設けることで土壌中の過剰な水分を排出する工法であり，作土の土壌水分を作物生育に適切な状態に保つとともに，地下水位を低下させ，圃場の地耐力を向上させるなどの効果がある．海面干拓地帯では除塩の促進に利用されている（全国土地改良総合整備事業制度研究会，1989）．
本研究では，宮城県名取市および岩沼市に広がる水田地帯（以下，名取耕土という）において農地・農業施設の津波被害調査を行った．また，津波被災農地の早期復旧を目的とし，名取市内の津波被害を受けた水田において暗渠排水を利用した雨水による浸透水除塩の効果を検1

School of Food, Agricultural and Environmental Sciences, Miyagi
University, 2 ‒ 2 ‒ 1 Hatatate, Taihaku-ku, Sendai, Miyagi, 982 ‒
0215, Japan.
Corresponding author : 冠 秀昭，1 宮城大学食産業学部
2
National Agriculture and Food Research Organization, NARO;
Tohoku Agricultural Research Center, 4 Akahira, Shimo-kuriyagawa, Morioka, Iwate 020 ‒ 0198, Japan
2012 年 3 月 8 日受稿，2012 年 5 月 22 日受理
土壌の物理性 121 号，29 ‒ 34（2012）

Fig. 1 名取耕土の機械排水区域と津波浸水区域（Google Mapに加筆）．

土壌の物理性 第 121 号（2012）30

また，沿岸部に配備された 5 つの排水機場が津波により泥土である．弾丸暗渠の除塩効果を検討するため，弾丸すべて機能不全に陥ったため，浸水区域では海水が引か

暗渠未施工区（A 区），弾丸暗渠施工区（B 区）を設定

ず行方不明者の捜索活動が難航した．この事態に対応すした．両区とも作土の透水性が高く，深度−15 cm 程度るため，国と県は全国から災害応急ポンプを集めて配置に難透水性層（耕盤）が発達している（Table 1）．

し，湛水問題の解消を図った．Photo. 1 に被災した排水A 区と B 区の暗渠排水システムおよび本暗渠の構造

機場と災害応急ポンプを示す．
しかし，災害応急ポンプの排水能力は従前の排水機場の 5 % 程度であったため，機械排水区域は灌漑水の利用が極端に制限され，直接津波の被害がなかった水田も2011 年度の稲作が自粛された．灌漑水を利用すれば下流域に浸水被害をもたらし，捜索活動等に支障を来す恐れがあったのである．灌漑水の利用が極端に制限されたことはこの震災の農業被害の特徴といえる．

3. 暗渠を利用した雨による浸透水除塩
3. 1 調査区
調査区は太平洋から約 4 km 西に位置する名取市内の2 筆の水田である（Fig. 1）．海水が 5 日間程度湛水したが，ガレキや土砂の流入はなかった．土壌は有機物の多い黒Photo. 1
Table 1

調査区の土壌物理性．

調査区

A区

深度
（cm）

乾燥密度
（Mg m−3）

飽和透水係数（cm s−1）

間隙率（%）−5

0. 82

3. 27 × 10−3

67. 4

0. 96

−6

62. 1

−4

79. 4

−4

76. 6

−3

66. 9

−5

62. 0

−4

76. 6

−4

77. 7

−15
−25
−35
−5

B区

−15
−25
−35

Fig. 2被災した排水機場と災害応急ポンプ（2011. 4. 26）
．

0. 39
0. 45
0. 84
0. 97
0. 45
0. 43

調査区の暗渠排水システムと本暗渠の構造．

4. 00 × 10
1. 13 × 10
3. 13 × 10
2. 77 × 10
6. 78 × 10
1. 99 × 10
5. 30 × 10

震災復興特集 解説：津波被災農地における暗渠を利用した雨による浸透水除塩

Photo. 2

測定装置．

Photo. 3

暗渠排水停止時の排水路（2011. 5. 3 0）．

を Fig. 2 に 示 す．B 区 は 暗 渠 排 水 機 能 を 高 め る た め，

31

Fig. 3 暗渠排水量，暗渠排水の電気伝導度，塩素イオン排出量の推移（2011. 5. 28 − 6. 8）．

2011 年 6 月 14 日に鉄製の弾丸が付いた心土破砕機で間隔 2 m，深さ 40 cm で弾丸暗渠を施工した．両区とも本塩素イオン濃度（ppm）＝ 270. 86 × EC（dS m−1）…（1）

暗渠は整備後約 15 年経過しており，疎水材のモミガラ
はすべて腐朽し，土が充填された状態であった．

5 月 28 日に始まった降雨は 29 日の深夜まで弱い状態

3. 2 調査法が続いたが，5 月 30 日の早朝に時間雨量 33 mm の豪雨

暗渠の排水口に電磁流量計と水質計を取り付け，暗渠となり，30 日の夜に停止した．暗渠排水は A，B 区と排水量とその電気伝導度（以下，EC という）を測定しも降雨開始から 18 時間後に始まり，その後急速に増加た（Photo. 2）．また，降水量を測定した．これらはすべ

し，降水量がピークに達したころいったん停止した．こて 1 時間間隔で測定した．さらに，降雨終了後に随時，こで排水が停止したのは排水路の水位が田面以上まで上土壌を深度ごとに採取し，土壌の EC を 1：5 水浸出法

昇したためであり（Photo. 3），排水機場の損壊によってで測定した．

地区排水機能が著しく低下していたために起こった現象

3. 3 結果と考察といえる．その後排水は水路の水位が低下した 5 月 31

3. 3. 1 本暗渠のみの浸透水除塩の効果

日深夜から再開して急速に増加し，緩やかに減少して 62011 年 5 月 28 日から 30 日に総降水量 147 mm，最大

月 8 日に停止した．この間の A，B 区の総暗渠排水量は

時間雨量 33 mm の強い降雨があった．Fig. 3 に A，Bそれぞれ 65 mm，79 mm であり，最大 24 時間排水量は区における降雨開始から暗渠排水が停止するまでの暗渠それぞれ 21 mm，23 mm であった．

排水量，暗渠排水の EC，塩素イオン排出量を示す．塩

暗渠排水の EC は，降雨開始時は A，B 区とも 4 dS m−1

素イオン排出量は希釈した海水の EC と塩素イオン濃度程度であった．EC は排水路の水位が上昇し，暗渠内に（ppm）の関係式（1）（兼子ら，2002）を利用し，1 時

逆流したことで一時低下したが，排水が始まり排水量が間ごとの暗渠排水量と EC の観測値から換算した．

増加すると急激に上昇した．その後，排水路の水位が田面付近まで上昇し，暗渠排水が止まると急速に低下して土壌の物理性 第 121 号（2012）32

Table 2

降雨前後の土壌 EC（1：5）（dS m−1）．

調査区

深度（cm）

5 月 10 日

6月6日

A区

0 − 10

2. 9

1. 1

10 − 20

1. 3

1. 2

0 − 103. 5

0. 9

10 − 20

1. 2

1. 0

B区

降雨期間

2011. 5. 28−30

Fig. 4 塩素イオン排出量と暗渠排水量の関係（A 区）．

低い状態が続いたが，降雨が停止し，暗渠排水が再開するまでの間に急速に上昇した．暗渠排水が再開する前にFig. 5 A 区と B 区における暗渠排水量，暗渠排水の電気伝導度，塩素イオン排出量（2011. 6. 23 − 7. 8）．

EC が上昇したのは，暗渠内にたまっていた塩分濃度の高い水が流出していたが，それは電磁流量計では観測できないわずかな量だったと考えられる．その後，暗渠排−1

雨量 20. 5 mm の長雨があった．この長雨により A 区，

程度の塩B 区とも 6 月 23 日から 7 月 8 日に暗渠排水が確認された．

分濃度の高い水が排水された．EC は暗渠排水量の減少

Fig. 5 に A 区と B 区における降雨開始から排水が停止

水が再開すると約 2 日間にわたって 10 dS m

−1とともに低下し，排水が停止したときは 3 dS m

以下

となった．

するまでの暗渠排水量，暗渠排水の EC，塩素イオン排出量を示す．

この降雨によって暗渠から排出された塩素イオン量は

暗渠排水は A 区，B 区とも降雨開始から 4 時間後にA 区で 441 kg，B 区で 524 kg であり，最大 24 時間排始まり，降雨が強くなると排水量が増加し，降雨が弱く

出量はそれぞれ 201 kg，219 kg であった．

なると減少することが認められた．6 月 23 日から 7 月 8以上より，降雨が土中に浸透し，暗渠から排水される日までの総暗渠排水量は A 区 133 mm，B 区 180 mm で過程で大量の塩類が排出されることが確認された．また，あり，最大 24 時間排水量はそれぞれ 24 mm，31 mm でA 区と B 区の 0 − 10 cm の土壌 EC（1：5 浸出法）があった．B 区においては最大 24 時間排水量が弾丸暗渠

大きく低下したことが認められた（Table 2）．

施工前と施工後で 23 mm から 31 mm に増加しており，

暗渠排水量と塩素イオン排水量には Fig. 4 に示すよう

弾丸暗渠の効果が示唆される．

に強い相関関係があることが認められた．したがって浸EC は Fig. 3 と同様に暗渠排水が始まり，排水量が増

透水除塩の効果を高めるためには暗渠排水量を大きくす加するのに伴い急激に上昇することが認められた．また，ることが有効である．

降雨イベントごとに EC のピーク値が低下していること

3. 2. 2 弾丸暗渠の施工による除塩効果の向上が認められ，除塩が進んでいることが示唆される．

B 区で弾丸暗渠を施工（6 月 14 日施工）した後，6 月

6 月 23 日から 7 月 8 日までの総塩素イオン排出量は23 日から 7 月 5 日にかけて総降水量 161 mm，最大時間

A 区 473 kg，B 区 609 kg であった．また，排水量に大震災復興特集 解説：津波被災農地における暗渠を利用した雨による浸透水除塩

Table 333

降雨前後の土壌 EC（1：5）（dS m−1）．

調査区

深度（cm）

6 月 14 日

7月9日

A区

0 − 101. 5

0. 5

10 − 20

1. 1

0. 9

0 − 100. 9

0. 3

10 − 20

1. 3

0. 6

B区

降雨期間

2011. 6. 23 − 7. 5

きな差があった 6 月 26 日から 28 日の塩素イオン排出量
は A 区 202 kg，B 区で 275 kg であった．
この長雨で A 区と B 区の 0 − 10 cm 層の土壌 EC（1：5 浸出法）が大きく低下した（Table 3）．特に B 区の 0−
10 cm 層は，稲作が可能な水準である 0. 3 dS m−1 以下とな り，10−20 cm 層 で は 1. 3 dS m−1 か ら 0. 6 dS m−1 に低下した．弾丸暗渠の施工により，圃場の地下排水機能が向上したため，作土下層の除塩も進んだと考えられる．
Fig. 6 に弾丸暗渠施工後の 6 月 15 日から 10 月 10 日の A 区と B 区の塩素イオン排出量を示す．B 区の排出量が大きく，降雨のたびにその差が大きくなったことが認められる．総降水量は 642. 5 mm であり，A 区と B 区

Fig. 6塩素イオン排出量（2011. 6. 15 − 10. 10）．

の総塩素イオン排出量はそれぞれ 886 kg，1, 202 kg であった．

4. おわりに量を大きくするはたらきがある弾丸暗渠を施工することが重要である．

東日本大震災の津波により 5 日間程度海水が浸水し，

本研究では，弾丸暗渠施工後に耕起は行わなかったが，土壌の塩分濃度が高くなった水田において雨水が土壌に耕起をすると作土層の透水性が高くなるため，弾丸暗渠

浸み込み，暗渠から排出される過程の塩分除去量を検討の効果がより高まることが期待できる．今後は弾丸暗渠した．その結果，雨水が浸透し暗渠から排水される過程

施工後に圃場全体を耕起することによる除塩効果を検討

で大量の塩分が除去できることが認められた．また，暗したい．

渠排水量が大きいほど除塩量が大きくなることが認められた．弾丸暗渠を施工した圃場と未施工の圃場の除塩量を比較した結果，弾丸暗渠の施工した圃場で除塩量が大きかったことが認められた．したがって，津波被災農地
において急速な除塩を行うためには，暗渠を利用することが有効であり，圃場の地下排水機能を高め，暗渠排水

引用文献
全 国 土 地 改 良 総 合 整 備 事 業 制 度 研 究 会（1989）： 暗 渠 排 水
Q&A・施工事例．pp. 387 ‒ 389，社団法人畑地農業振興会，
東京．
兼子健男，村川雅巳，小財伸，身次幸二朗（2002）：塩類が集積した水田の暗渠排水を利用した急速除塩技術．農業土木学会誌，70（7）：611 ‒ 614．

34

土壌の物理性 第 121 号（2012）

要旨

東日本大震災の大津波によって，宮城県では約 1 万 5 千 ha の農地が海水の浸水による塩害を受けた．
農地の除塩は大量の真水（灌漑水）を導水し，塩類を大量の水とともに農地外に排出することが基本であり，その実施には排水経路の確保が必要である．しかし，この震災では基幹的な排水施設が壊滅的な被害を受けたため，ほとんどの農地で排水経路が確保できず，灌漑水を利用した除塩ができない状況に陥った．そこで筆者らは宮城県名取市内の津波被災農地において暗渠を利用した自然の雨水による浸透水除塩の効果を検討した．その結果，降雨により暗渠から大量の塩類が圃場外に排出されること，また
弾丸暗渠を施工し，地下排水機能を高めることで除塩効果が高まることがわかった．したがって，塩害を受けた農地の復旧には暗渠排水の整備と利用が重要である．
キーワード：津波被災農地，除塩，雨水，暗渠，弾丸暗渠

震災復興特集
解 説35
Lectures., August 2012, Vol. 121, 35 ‒ 42

放射性物質に汚染された農地における土壌固化剤を用いた
表土剥ぎ取り技術の開発
若杉晃介 1・原口暢朗 1
Development of surface soil peeling technology using a soil solidiﬁcation agent on farmland contaminatedby radioactive substances
Kousuke WAKASUGI1 and Noburou HARAGUCHI1

1. はじめにした．
2. 1 生物学的手法

東日本大震災を起因とする東京電力福島第一原子力発

生物学的手法は植物による汚染物質の吸収を利用した電所の事故により，広範囲にわたる地域が放射性物質にファイトレメディエーションがあり，代表的な植物としより汚染された．政府の原子力対策本部は平成 23 年 4てヒマワリが用いられているが，汚染物質を吸収するま

月 8 日時点の暫定基準値として，土壌中の放射性物質濃でに数年から数十年と運用期間が長く，その間も管理し−1以上（地表から地下 15 cm の平均値）

続けなくてはいけないことや，汚染物を収集した植物体の約 8, 300 ha の農地では稲の作付けを制限した．しかし，の処理の手間などの問題がある．また，根域の汚染物質

被災地のほとんどの地域が農林水産業を基幹産業としてしか吸収しないため，ごく表層に蓄積した放射性物質はいることから，作付け制限による影響は大きく，予測さ吸収しにくい．福島県飯舘村での栽培試験の結果，ヒマれる風評被害も合わせると甚大な被害となる．そこで，

ワリに吸収された放射性セシウム濃度は 50 Bq kg−1 で営農再開と安全な生活空間の確保に向け，早期の除染が土壌中の濃度の 1 / 2000 しか吸収しなかった（農水省，求められているが，農地の除染方法についてはこれまで

2011）．今後も複数の作物で試験を行うこととなっていに前例のないことであり，過去のありとあらゆる知見のるが，早期の除染を目的とした場合は適していないと思

活用と他分野同士の協力による技術開発が求められてい

われる．

度が 5, 000 Bq kg

2. 2 化学的手法

る．
農林水産省は，内閣府総合科学技術会議，文部科学省，

化学的手法はカリウムなどを散布し，農作物のセシウ

経済産業省と連携して，平成 23 年度科学技術戦略推進

ム吸収を抑制する手法がある．これは，農作物の安全性

費「放射性物質による環境影響への対策基盤の確立」にを高める効果はあるが，地域の放射線量を下げる効果は

より，農地土壌等における放射性物質除去技術の開発にない．また，バーミキュライトやゼオライト等の鉱物を取り組んだ．作付けが制限された農地では耕起・作付け

用いてセシウムを吸着させる手法があるが，これは水溶が行われていないことから，放射性物質は土壌のごく表性セシウム（イオン体セシウム）の場合のみに機能する層に蓄積しており，この部分の選択的な剥ぎ取りは，早ため，既に土壌にセシウムが吸着している農地の除染に期かつ確実な除染対策と考えられている．本研究では，

は効果が低いと考えられる．一方で，下記に示す物理的戦略推進費の助成をうけて，土壌固化剤を用いた表土剥手法で剥ぎ取った土壌の減量化技術として期待されておぎ取り技術の開発，及び福島県飯舘村における実証試験

り，今後のさらなる技術開発が必要となる．

を実施しており，ここではその成果を中心に解説をする

2. 3 物理的手法（農林水産省，2011）．

耕起していない農地では表面から 2. 5 ㎝の深さに放射2. 除染技術について性セシウムの約 95 % が存在していることが報告されている（農水省，2011）．これまでの研究等からもセシウ

放射性物質の除染の方法は，大別すると生物学的手法

ムは，土壌の粘土分と強く結びつき，降雨などによってと化学的手法，物理的手法があり，以下にその特徴を記

深部に移行しないとされている．物理的手法は表層に蓄積したセシウムを土壌ごと処理する手法で，客土や天地

1

Institute for Rural Engineering, National Agriculture and Food
Research Organization（NARO），
2 ‒ 1 ‒ 6 Kannondai, Tsukuba, Ibaraki 305 ‒ 8609, Japan.
Corresponding auther：若杉晃介，（独）農業・食品産業技術総合研究機構農村工学研究所
2012 年 3 月 15 日受稿，2012 年 5 月 16 日受理
土壌の物理性 121 号，35 ‒ 42（2012）

返し（反転耕），表土の剥ぎ取りといった工法がある．
これらの手法は生物学的手法や化学的手法と異なり，迅
速かつ確実な放射線量の低下や土壌中のセシウム濃度を低下させることができる．

土壌の物理性 第 121 号（2012）36

Photo. 1 プラウによる反転試験 .
A turnover test using a plow.

3．物理的除去の手法
3. 1 客土工法
過去にカドミウムやヒ素などに汚染された農地の対策として客土が行われてきた実績がある．放射性物質に対しても客土材の遮蔽効果による空間線量の減少が期待される．しかし，客土を行うには放射性物質に汚染されていない客土材が大量に必要となり，その客土材の確保が困難になっている．また，50 cm 程度客土した場合，従前の用水路や農道などが使用できなくなる場合が多く，それらの整備も一体とした事業となることからコストが非常に高くなる．さらに，施工後も下層土に放射性物質が存在することから，植物による吸収のリスク，及び風Photo. 2 二段耕プラウ .
Two-stage plow.

評被害リスクは解消しない．
3. 2 反転耕
反転耕はプラウによって表層土壌を下層に反転させる

安心な農作物を生産することが求められている．

技術である．これは廃棄土壌が発生せず，客土材も不要

一方で，表土除去は大量の汚染土壌が発生してしまうであることから経済性では優れた手法である．しかし，ことが懸念される．特に，一般的な建設機械を使用した

客土と同様に下層に放射性物質が存在することから同様

場合，剥ぎ取り厚さの制御が困難で，安全側に厚く剥ぎのリスクが顕在することが懸念される．
また，土壌によっ取ると処理する土量や施工費が増加し，薄く剥ぎ取ろうては反転率が低下し，汚染物の一部が表層に残る可能性とすると取り残しが発生する．そこで，厚さを 2〜3 cmが高い．農村工学研究所内でプラウの反転率の試験を程度に制御し，かつ確実に剥ぎ取る工法が不可欠である．

行ったところ，関東ローム土壌では約 60 % の反転率に止まり，表層にマーカーとして散布した石灰が残留した（Photo. 1）． ま た， 通 常 の プ ラ ウ で は 地 表 か ら 深 さ

4. 表層固化による剥ぎ取り
4. 1 土壌固化剤の散布

30 cm の反転が限界であるが，深さ 60 cm まで反転可能

固化剤を散布することで地表から 2〜3 cm 程度の汚な二段耕プラウが開発されている．これは，土層を上下の 2 層に分けて階段状に反転することで可能となる技術

染土壌を固化し，確実性，施工性，安全性を向上させながら除染する工法を開発した（特許出願 2011-178236）．

で， 上 層 を 地 表 〜 深 さ 20 cm と し た 場 合， 深 さ 40〜

固化剤を土壌と攪拌・混合するにはロータリー状の攪拌

60 cm の下層に反転して入れ込むことが可能である．し作業機が必要となるが，5〜10 cm 程度攪拌してしまう

かし，この場合でも反転率は土壌の性質に左右され，施ため，汚染土壌層を深くしてしまい処理土も増加する．

工は大型の重機を用いる必要があり施工条件が限られる

そこで，固化剤を添加したスラリーを散布し，表層のみ（Photo. 2）．

に浸透させることで汚染土壌を固化させた（Photo. 3）．

3. 3 表土剥ぎ取り工法

固化剤はマグネシア系及びカルシウム系固化剤，または表層土の除去は客土や反転耕と異なり，放射性物質を石灰やリグニン系の固化剤などがあるが，特に農地での農地から搬出するため，確実に除去ができ，風評被害も

施工は地表面の亀裂に固化剤が流れ込み，汚染土壌を剥起きにくい．特に農地は空間線量を下げるだけでなく，ぎ取った後にほ場内に残る可能性があるため，環境に負

農作物に放射性物質が吸収されないようにして，安全・荷を与えない資材の使用が望ましい．マグネシア系固化

震災復興特集 解説：放射性物質に汚染された農地における土壌固化剤を用いた表土剥ぎ取り技術の開発

37

Photo. 3 固化剤の散布 .
Spraying solidiﬁcation agent.

Photo. 5 固化された剥ぎ取り土壌．
Solidiﬁed peeled soil.

よる飛散が起こらないことから拡散防止になる．
ⅱ）固化した汚染土壌は，固化していない土壌と異なPhoto. 4 吹き付け機．
Sprayer.

る塑性をしているため容易に剥ぎ取りができ，取りこぼしが発生しにくい（Photo. 5）．
ⅲ）固化剤によって汚染土壌が白色化しているため，剤は酸化マグネシウムを主成分とし，マグネシアを固化させる反応性物質としてケイ酸カルシウム，塩基性炭酸カルシウム，炭酸マグネシウムなどを配合したもので，
pH 9〜11 の中性域から弱アルカリ性域で固化し，六価クロムなど環境に負荷を与えるものを含まない資材であ

目視で汚染土壌が分かり，施工管理がしやすい．
ⅳ）汚染土壌の粉塵巻き上げが起こりにくいことから，施工時の安全性が向上する．

5. 剥ぎ取り工法の開発

る（藤森・小堀，2000）．なお，スラリーの散布は吹き付

表層土壌を剥ぎ取るにはブルドーザーやローダー，グ

け機や動力噴霧器などによって行う（Photo. 4）．また，レーダーなどの建設機械が用いられる．また，剥ぎ取っ

固化剤の配合量は 1 m2 あたり 1 kg では部分的に行き渡た土壌はローダーや油圧ショベルなどを用いて集積・搬らないことがあったが，2 kg では十分に散布されていた出するのが一般的である．しかし，水田の多くはグラウ（Photo. 3）．

ンドなどと異なり，地面が軟弱で田面に稲株や轍などの

4. 2 固化剤の浸透・固化

小さな凸凹が存在するため，放射性物質が蓄積する表層

スラリーが浸透する深さは現地の透水係数や粒径，土2〜3 cm のみを剥ぎ取るのは困難である．そこで，建設質などによって異なるが，固化剤の粒径やスラリーの粘機械を用いた効率的な剥ぎ取り工法の開発を行った．

性によって調整することが可能である．砂質土が多く含

5. 1 一般的な表土剥ぎにおける問題点

まれて透水性が高い土壌は増粘剤を用いて浸透層を調節

ブルドーザーなどを使用した表土剥ぎの場合，10 cmする．また，粘土が多く含まれて透水性が低い土壌では，程度の作業誤差があり，近年はレーザー光線や GPS に

粒径の小さい固化剤を使用し，状況に応じて分散剤を用よって制御された作業機も存在するが，精度は± 2〜いる．なお，マグネシア系固化剤の粒径はブレーン比で3 cm である（Photo. 6）．次に，表層を剥ぎ取る際の建2−1

3000〜8000 cm gの資材がある．固化までの日数は使設機械の問題点を挙げる．

用する固化剤や天候などによって異なるが，マグネシアⅰ）ブルドーザーやグレーダーは土を押し運ぶ機械で系固化剤では散布から 6 時間後には固化が開始し，十分あり，容量を超えた土は横からこぼれ落ちるため取り残な強度が発現するまで約 1 週間の養生期間を要する．ましが出やすい．

た，以下に本工法のメリットを挙げる．
ⅰ）表層が固化しているため，降雨による流出や風にⅱ）作業機のバケットやブレードが邪魔をして，地面との接地点が死角になっているため，どれくらいの深さ

土壌の物理性 第 121 号（2012）38

Photo. 6 レーザーブルドーザーによる運土．
Hauling soil with a laser-controlled bulldozer.

Photo. 7 油圧ショベルの掘削 .
Excavation by hydraulic shovel.

Photo. 8 ワイパー工法による剥ぎ取り状況 .
View of peeling by the wiper method.

で剥ぎ取っているかオペレーターが目視で確認できな

ターは目視で剥ぎ取り厚さを確認しながら操作できるたい．

め，施工管理がしやすい．

ⅲ）集めた土が抵抗や重みとなってバケットの先端部分が徐々に深く入ってしまう．

5. 3 収集方法
剥ぎ取った汚染土壌の集積・搬出は通常，油圧ショベⅳ）水田などの農地の場合，地面は平らではなく小さ

ルやローダーによって行うが，土を動かすと取り残しのな凸凹があり，車体の揺れに連動して掘削部分も上下左原因となる．そこで，放射性物質などに汚染された危険

右に揺れるため，剥ぎ取り厚さが安定しない．

性の高い土壌を扱う場合はバキュームカー（吸上車）な

これらの理由から，安全側に厚く剥ぎ取ると処理する

どを用いて，汚染土壌を剥ぎ取りながら吸引して収集す

土量や施工費の増加となり，薄く剥ぎ取ろうとすると取る方法を用いた．タンク後部が大きく開き，タンク全体

り残しが発生する．

がダンプする構造のバキュームダンパーを用いること

5. 2 新たな剥ぎ取り工法（ワイパー工法）

で，剥ぎ取った土壌を処分方法に応じて移動・排出し，一般的な油圧ショベルの作業では作業機の先端部分の容易にかつ安全に処分することができる．また使用するバケットを掘削面に押し込み，機体側に引き寄せながら，機械は，真空ポンプを用いた吸引力によって剥ぎ取った

縦方向に掘削していくため，地表面に対して平行，かつ表層土壌を吸引することができる理論風量 12〜100 m3

深さを一定に剥ぎ取るのは困難である（Photo. 7）．そmin−1 程度の能力を持つもので，面積や立地などを考慮

こで，新たに開発した工法では油圧ショベルのバケット

して選択する．

を掘削面に押し当て，旋回機能を使って左右にスイングし， 横 方 向 に 剥ぎ 取 っ て い く 方 法 で 行 う（ 特 許出願
2011-184127）（Photo. 8）．

6. 表土剥ぎ取り予備試験
6. 1 予備試験の方法

走行しながら剥ぎ取るブルドーザーやローダーでは，

農村工学研究所内において，本工法の効果を検証する

地面の凹凸により剥ぎ取り厚さの管理が難しいが，油圧予備試験をした．固化剤の吹き付けは平成 23 年 7 月 21

ショベルの本体は動かずにアーム部分のみ動くため剥ぎ日〜22 日，表土の剥ぎ取りは 7 月 28 日〜29 日に行い，取り厚さが安定しやすい．また，油圧ショベルは複数関

剥ぎ取りと収集方法を変えた試験区を設けた（Table 1）．

節のアームを持つことから，地面に凹凸があってもそれ試験区①はホイルローダーと油圧ショベルの排土板にに合わせて高さの調節が容易にできる．特に，オペレー

よって剥ぎ取り，油圧ショベルによって集積・搬出を行っ震災復興特集 解説：放射性物質に汚染された農地における土壌固化剤を用いた表土剥ぎ取り技術の開発

39

Table 1 試験区及び剥ぎ取り試験結果 .
Peeling method and peeling test results.

剥ぎ取り前の 剥ぎ取り後の 剥ぎ取り
空間線量率
空間線量率
土量
（μSv h−1） （μSv h−1） （m3 ha−1）

剥ぎ取り
厚さ（cm）

重量比

529

5. 3

1

0. 09

427

4. 2

0. 8

0. 10

271

2. 8

0. 5

剥ぎ取り方法

集積・搬出方法①

ローダー＋排土板

油圧ショベル

0. 36

0. 11

②

ワイパー工法＋排土板

油圧ショベル

0. 35③

ワイパー工法バキュームカー

0. 27

備考：固化剤はマグネシア系固化剤「マグホワイト」を使用
固液比は 300 ％（マグホワイト重量 100 に対し，水 300 を配合）
固化剤の配合量は 2 kg m−2

た（Photo. 9）．試験区②は油圧ショベルによるワイパー

取り厚さは 2. 8 cm となり，かつ放射線量も他の試験区工法を用いて剥ぎ取り，部分的に排土板を用いた．また，と同等であったことから，効果的な剥ぎ取りと収集が実集積・搬出方法は油圧ショベルを用いて行った（Photo.

現できたと考えられる．なお，各試験区とも全ての地点

10）．試験区③はワイパー工法による剥ぎ取りとバキュー

でつくば市の日常的な線量まで低下していたことから部

ムカーによる収集を行った．なお，剥ぎ取り前後の大気分的な取り残しはないと思われる．

中の放射線量は，地表面から 5 cm の高さで 5 m メッシュの区間ごとに TCS-161（日立アロカメディカル社製）を

7. 福島県飯舘村現地ほ場における実証試験

用いて測定した．

平成 23 年 4 月 22 日から計画的避難地域に指定されて

6. 2 試験結果いる福島県飯舘村の伊丹沢地区の水田（0. 1 ha）におい

試験区①では，剥ぎ取り前の線量が 0. 36 μ Sv h−1 でて，本工法の除染効果を検証した．

あったが，剥ぎ取り後は 0. 11 μ Sv h−1 まで低下した
3−1

7. 1 配合試験で，土量資材の配合は土壌状態によって検討する必要があるたと含水比，及び剥ぎ取り前の表層の仮比重から算出した

め，配合試験を平成 23 年 7 月 6 日（固化剤散布），7 月

剥ぎ取り厚さは 5. 3 cm であった．試験区②では，ワイ15 日（剥ぎ取り）に実施した（Photo. 11）．その結果，パー工法によって効果的に剥ぎ取りを行ったが，集積・固化剤と水の重量比が 1：6 の場合は，水量が多く，地搬出時に計画よりも多くの土壌を搬出していた．その結表面が飽和状態となって資材が区画から流れ出てしまっ

果，土量は試験区①に比べて 21 % 減量して 427 m3 ha−1

た．また，1：2 の配合では資材が地表面で膜を作ってで，剥ぎ取り厚さは 4. 2 cm であった．試験区③では，しまい，資材が浸透していかない状況が確認され，1：4

ワイパー工法による剥ぎ取りに加え，バキュームによるの配合では問題なく資材が浸透していたことから，配合収集を行うことで収集・搬出時のロスがない．そのため，

は 1：4 程度が適当であると判断した．また，剥ぎ取り

剥ぎ取り土量は 47 % 減量化して 271 m3 ha−1 で，剥ぎ前後の放射線量は固化剤によって白くマーキングされた

Photo 9. 油圧ショベルの排土板による集積 .
Accumulation by the blade of the hydraulic shovel.

Photo 10. 油圧ショベルによる搬出 .
Removal from the site by the hydraulic shovel.

（Table 1）．また，剥ぎ取り土量は 529 m ha

土壌の物理性 第 121 号（2012）40

Photo. 12 改良バケット .
Improved bucket.

Photo. 11 現地ほ場における配合試験の状況 .
View of mixing test at a ﬁeld on site.

ている．この手法を用いることで，剥ぎ取りと収集が同箇所をスコップで取り残しのないように剥ぎ取れば，低時に行うことができ，施工の効率性や安全性が向上する

減率は同等であった（Table 2）．

（Photo. 13）．さらに，地面が平らでない法面や急な傾

7. 2 油圧ショベルのアタッチメントの改良

斜地においても安全に土を剥ぎ取ることができる．

実証試験を行うにあたり，予備試験において高い成果

7. 3 実証試験を挙げたワイパー工法とバキュームの組み合わせ（ワイ

実証試験は 8 月 19〜20 日（吹き付け），8 月 29〜31

パー・バキューム工法）を効率良く行うため，油圧ショ

日（剥ぎ取り）に行った．吹き付けは前日の降雨によりベルのアタッチメントの改良を行った．

土壌水分状態が高かったことから固化剤と水の比率を

油圧ショベルの特徴として，アームの先端に各種のア

1：3 とし，固化剤（マグホワイト）の散布量は 2 kg m−2

タッチメントを付け替えることが可能である．土を掘るとした（Photo. 14）．なお，吹き付けには 0. 1 ha あたり

通常のバケットから法面やほ場面の成形を行う法面バ

約 3 時間を要した．

ケット，草刈りを行うモアなど利用用途は多岐にわたる．

剥ぎ取りはワイパー工法とワイパー・バキューム工法

ワイパー工法では一般的なバケットや法面バケットなどを併用し，剥ぎ取りと収集・搬出には 0. 1 ha あたり約 7の底面が平らなものを用いる．しかし，バケットの側面

時間を要した（Photo. 13, 15）．なお，剥ぎ取った土壌はを用いることから 1 回のスイングで剥ぎ取れる面積が限耐候性のフレコンパックに入れて，所定の仮置き場にてられる．そこで，バケットの開口部に剥ぎ取り土が入る

保管した．

ように 90 度回転させ，バケット内にバキュームのホー

除染試験の結果，剥ぎ取り土量は 320 m3 ha−1，剥ぎスを取り付けられる吸引ダクトを設けることで，表土を取り厚さは約 3. 0 cm であった．また，大気中の放射線剥ぎ取りながらバキュームで吸い出す連続的な作業を可

量を NaI 検出器によって計測した結果，除染前の 7. 76

能にした（Photo. 12）．バケット内は油圧モーターでロー

μ Sv h−1 から 3. 57 μ Sv h−1 に減少した．線量はその場

タリー状，または螺旋状やハンマーナイフカッター状のの放射性物質を除去しても周囲からの影響を受けるた装置などによって砕土及び稲株などの植物残渣を粉砕

め，除染の目標とされる線量までは低下しなかったが，し，吸引ダクトに誘導する機能も併せを持つ構造となっ

深 さ 15 cm の 土 壌 中 の 放 射 性 物 質 量 は 除 染 前 が 平 均

Table 2 剥ぎ取り前後の放射線量 .
Radiation dosage before and after peeling.

配合比（マグホワイト : 水）

剥ぎ取り前

剥ぎ取り後

排出土

1：6

7. 6

4. 7

10. 1

1：4

7. 6

4. 3

11. 1

1：2

7. 5

4. 6

10. 9

地表面から + 5 cm 地点の線量（μSv h−1）

震災復興特集 解説：放射性物質に汚染された農地における土壌固化剤を用いた表土剥ぎ取り技術の開発

41

Photo. 13 ワイパー・バキューム工法 .
Decontamination by the wiper vacuum method.

Photo. 14 吹き付け状況 .
View of spraying.

Photo. 15 剥ぎ取り状況 .
View of peeling.

9, 616Bq kg−1（乾土中）で，除染後が平均 1, 721 Bq kg−1
（乾土中）まで低下し，低減率は 82 % で，作付の暫定基準値である 5, 000 Bq kg−1 を大きく下回る結果となり，高い除染効果が確認された（Fig. 1）．

8．おわりに土壌固化剤を散布し，油圧ショベルの旋回機能を使って剥ぎ取るワイパー工法の開発によって，放射性物質に汚染された表層 2〜3 cm の土壌を安全性や確実性，施工性を高めながら除去することが可能となった．
除染作業の課題としては，地域によってはもちろんでFig. 1 除染前後の放射線量 .
Radiation dosage before and after decontamination.

あるが，一筆のほ場内においても放射性物質量にバラツキが相当あり，一般的な土木工事とは異なった施工管理が必要である．特に，放射性物質は表層の非常に細かい土粒子に吸着されているため，運土作業をすると必ず取りこぼしが発生してしまう．また，取りこぼしが発生する方法で剥ぎ取ると，多くの土を剥ぎ取っても除染効果が高まらないこともある．そのため，なるべく土を動かさないで表土を剥ぎ取る工法や放射線量をモニタリング
しながら緻密に施工を管理する技術などの確立が重要である．さらに，場所によっては田面の亀裂などを伝って表層よりも下層に放射性物質が存在する場合があり，表土の剥ぎ取りだけでは完全な除去は難しい場合がある．
それらは，反転耕や深耕などの技術を組み合わせて活用することも検討する必要がある．

引用文献
藤森新作，小堀茂次（2000）：自然環境にやさしい土壌硬化剤
マグホワイトの開発．農業土木学会誌，68（12）：53 ‒ 56．
農林水産省（2011）：農地土壌の放射性物質除去技術（除染技術）について，
http://www.s.aﬀrc.go.jp/docs/press/110914.htm

42

土壌の物理性 第 121 号（2012）

要旨

東京電力福島第１原発の事故に伴い，広範囲にわたる地域が放射性物質により汚染され，土壌中の放射性物質濃度が高い農地では栽培が制限されている．これらの農地において放射性物質は，表層 2〜3 cmに集積していることから，この土壌層の選択的な除去は，確実な除染効果が期待できる．一方，一般的な建設機械による従前の操作では，剥ぎ取り厚さの制御が困難であり，処理土量の増加や施工費の増大，取り残しの発生など，多くの問題が懸念されている．そこで，土壌固化剤を用いて汚染土壌層を固化し，油圧ショベルの操作方法やバケットを改良することで，剥ぎ取り厚さを表層から２〜３cm に制御でき，かつ安全・確実に剥ぎ取る工法を開発した．
キーワード : 東日本大震災，放射性物質汚染，農地の除染，物理的除去，土壌固化剤

震災復興特集論 文., August 2012, Vol. 121, 43 ‒ 48

Original Paper

浅代かき強制排水による水田土壌中の放射性物質
除染法の有効性に関する事前検討
奥島修二 1・塩野隆弘 1・石田 聡 1・吉本周平 1・白谷栄作 1
濵田康治 1・人見忠良 1・樽屋啓之 1・今泉眞之 1・中 達雄 1
Preliminary study on decontaminating paddy soil contaminated with radioactive materials by using wateragitation and soil removal
Shuji OKUSHIMA1, Takahiro SHIONO1, Satoshi ISHIDA1, Shuhei YOSHIMOTO1, Eisaku SHIRATANI1,
Koji HAMADA1, Tadayoshi HITOMI1, Hiroyuki TARUYA1, Masayuki IMAIZUMI1 and Tatsuo NAKA1
137

Abstract : A decontamination method is urgently
needed for agricultural lands contaminated with radioactive cesium during the accident at the Fukushima
Daiichi Nuclear Power Plant in March 2011. As an experimental site, we selected a paddy ﬁeld in Iitate Village, which is in the planned evacuation zone. Preliminary testing showed that 95 % of the radioactive
cesium exists within the top 2. 5 cm of uncultivated agricultural soil. The cesium was primarily adsorbedwith ﬁner fractions of the soil, such as soil particles oraggregates smaller than 0. 02 mm Stokes diameter. On
the basis of these results, we proposed an experimental method of paddy decontamination by puddling athin layer of topsoil under flooded conditions anddraining the suspended soil particles. We carried out atest on the method using a plastic container (38. 0 cm
× 53. 0 cm × 26. 5 cm) before using the method on the
paddy ﬁeld. The process reduced the concentration ofradioactive cesium. An important advantage of thetechnique is that it generates less waste than themethod of removal of top soil.
Key Words : paddy decontamination, radioactive cesium, waste soil, volume reduction.

Cs の合計）濃度が 5, 000 Bq kg−1 を超えた場合に稲の作付制限を行うという考え方を示し，これにより福島第一原子力発電所から半径 20 km 圏内に加えて 2011 年 4月 22 日に計画的避難区域及び緊急時避難準備区域に指定された地区では 2011 年度の稲作を中止した．こうした地区での稲作再開のためには，土壌に付着した放射性セシウムの除去が喫緊の課題であり，実際に現地に適用できる除去技術の早急な確立が求められている．
土壌に降下した放射性セシウム（134 Cs と 137 Cs の合計値）は，表層付近に多く存在することが報告されている（結田ら，2002；塩澤ら，2011）．このため，水田圃場の除染には放射性セシウム濃度が高い表層土壌を剥ぎ取る
ことが最も有効な方法の 1 つであると考えられる．しかしながら，剥ぎ取りにより発生する莫大な量の排土の処
分方法は確定しておらず，排出土の処分に対する懸念がある．このため，現時点では，少ない排土量でかつ高い放射能濃度低減効果が得られる効率的な水田圃場の除染方法が求められている．
チェルノブイリ原発事故等により土壌に降下した放射性セシウムは，粘土画分に多く存在するという特性が報告されている（Spezzano，2005；Korobova, et al., 2007；
Tsukada et al., 2008）．この特性を考慮すると，放射能

1. はじめに汚染された未耕起の水田圃場では，湛水させた後に表層

東日本大震災に伴う東京電力福島第一原子力発電所の土壌を撹拌して細粒土粒子を水中に浮遊させ濁水を強制事故により放射性物質が飛散し，東日本の広範囲の地域

排水（浅代かき強制排水）し，放射性セシウム濃度が高で放射能汚染が生じた．特に，原子力発電所から半径

い細粒土粒子を選択的に排出することにより，水田圃場

30 km 圏内およびその周辺市町村では地表 1 m の高さにおける効率的な除染に寄与できる可能性がある．

−1以上である地点が農林水産省は，2011 年 6 月より，主に，福島県飯舘

多 く 存 在 す る こ と が 報 告 さ れ て い る（ 文 部 科 学 省，

村で東京電力福島第一原子力発電所事故により降下した2011a）．この放射性物質の拡散により農地等における土

放射性物質の様々な除染技術開発を行っている．開発結壌の放射能汚染が大きな問題となっている．原子力災害

果の概要は，農林水産省（2011a,b）から公表されている．

の空間線量率が 1. 0 〜 19. 0μSv hr

134

対策本部は，水田土壌中の放射性セシウム（ Cs とここでは，筆者らが担当した浅代かき強制排水による水

1

田圃場の除染技術の開発に関する取り組みのうち，本方National Institute for Rural Engineering, NARO, 2 ‒ 1 ‒ 6 Kannondai, Tsukuba, Ibaraki 305 ‒ 8609 Japan.
Corresponding author：奥島修二，1 独立行政法人農業・食品産業
技術総合研究機構農村工学研究所
2012 年 3 月 16 日受稿，2012 年 6 月 26 日受理
土壌の物理性 121 号，43 ‒ 48（2012）

法の有効性について事前検討するために行った，土壌に含まれる放射性セシウムの分布実態およびコンテナを用いた除染実験の詳細について述べる．

土壌の物理性 第 121 号（2012）

44

した試料は約 100 g，測定時間は 1, 000 秒である．解析

2. 対象圃場

ソフトにより計算した各試料の 134 Cs と 137 Cs 測定の測対象水田圃場は，福島県飯舘村伊丹沢地区に位置し東定誤差（標準偏差）と検出下限値（文部科学省，1992）は，

京電力福島第一原子力発電所から北西方向に 39 km のTable 2 に示されているので，以下の記述では放射性セ

地点の傾斜地水田である．圃場周辺における地表 1 m

シウム濃度のみを記述する．

の 空 間 線 量 率 は 3. 8 〜 9. 5μSv hr−1（ 文 部 科 学 省，

土壌の粒径別放射性物質濃度の測定用試料は，上述の2011a）で，土壌に降下した放射性セシウム濃度は 1, 000

試料のうち深さ 0 〜 2. 5 cm と 2. 5 〜 5. 0 cm の土壌を対〜 3, 000 kBq m−2 であった（文部科学省，2011b）．対象

象とした．これらの試料を４つの画分（微細粒画分，細圃場は 2011 年 4 月 22 日に計画的避難区域内となり，前

粒画分，中粒画分および粗粒画分）に分画し，105 ℃で年の稲刈り終了後に耕起等は行われず，また原発事故発

24 時間乾燥後に各画分の放射性物質濃度を測定した．

生後に耕起や稲作は行われていない．2011 年 6 月 13 日

ここで，微細粒画分，細粒画分および中粒画分は，水分

時点では，圃場面には稲株と土壌が存在し，稲ワラによ散により作成された土粒子または団粒のうちそれぞれる 被 覆 は な か っ た． 土 壌 情 報 閲 覧 シ ス テ ム（ 高 田，

0. 002 mm 以下，0. 002 〜 0. 02 mm および 0. 02 〜 0. 2 mm2011）によれば，対象圃場の土壌は中粗粒灰色低地土灰のストークス径をもつもの，粗粒画分は 0. 2 mm フルイ

褐系に分類される．

に残留したものとする．粒径の分画は，沈定法とふるい分けにより行った．なお，分画作業での試料の前処理は，

3. 試験方法

浅代かき強制排水による除染方法を想定し，有機物分解

3. 1 放射性セシウムの分布調査

および分散剤投入や超音波分散等処理は行わず，容器に対象圃場の放射性物質の分布実態を明らかにするため試料と蒸留水を入れた後に撹拌機による撹拌のみ実施し

直径 10 cm，深さ 4 m のオーガーボーリング調査を実施

た．このほか，各粒径画分の質量割合をピペット法とふした．オーガーボーリング孔は，調査後下部 2 m をス

るい分け法により求めた．使用した試料は深さ 2. 5 〜

クリーン加工した塩ビ管を挿入し，地下水モニタリング

5. 0 cm の土壌で，前処理は分画作業での処理と同様で

孔とした．

ある．

土壌特性を調べるために用いた試料は，2011 年 6 月
13 日に対象圃場にて深さ 2. 5 〜 5. 0 cm の土壌を採取し
風乾後 2 mm ふるいを通過させたものである．圃場での3. 2 コンテナを用いた実験
コンテナを用いて浅代かき強制排水を模擬した実験を行い，本方法の有効性について検討した．

試料採取では，メジャーと水糸等により採取位置を確認実験に用いた試料は，対象圃場で採取した深さ 0 〜

しながら，深さ 0 〜 2. 5 cm の土壌を取り除き，採取土5 cm の土壌である．採取日は 2011 年 8 月 2 日である．

壌をナイフで切り出してビニール袋に詰めた．乾燥密度

はじめに，コンテナ（長さ 38. 0 cm，幅 53. 0 cm，高の測定には，100 mL 円筒を用いて深さ 0 〜 5. 1 cm の土

さ 26. 5 cm）に試料を 5 cm 厚で充填し，土壌表面から壌を採取した不撹乱試料を用いた．粒径組成，真比重，

水深 10 cm となるよう給水し，撹拌機で 3 分間土壌とpH（H2O），有機物含有量および陽イオン交換容量は，水を撹拌した．次に，5 分間の静置後に濁水をポンプでそれぞれ JISA1204，JISA1202，ガラス電極法，重クロ

バケツに排水した．排水終了後，バケツにポリ塩化アルム酸法および Schollenberger 法により測定した．

ミニウム水溶液（PAC）を投入し撹拌後静置して濁水

土壌の深度別放射性物質濃度の測定用試料は，2011

を沈殿土と上澄み液に分離した．バケツ内の上澄み液か

年 6 月 13 日に対象圃場において深さ 0 〜 30 cm の土壌を 9 層に分割して採取した．層の厚さは深さ 0 〜 15 cm
は 2. 5 cm，15 cm 以深は 5. 0 cm である．圃場での試料採取は，はじめに縦 50 cm 横 50 cm 深さ 40 cm の作業

Table 1 対象水田の土壌特性．

穴を掘り，穴の側面にあたる部分にメジャーと水糸等で乾燥密度（Mg m−3）

採取深さを確認し，穴の側面部の土壌を上部の層から順

粒径組成 *（%）にナイフで切り出してビニール袋に詰めた．ナイフは，

粗砂

25. 8

コンタミネーションの影響を避けるため，一層を切り出

細砂

32. 1

すごとに汚れをふき取った．なお，0 〜 2. 5 cm の層の

シルト

28. 3

試料には稲株を含んでいない．採取した各層ごとの土壌

粘土

13. 8

は，風乾後にビニール袋に入れてよく混合し，土壌の一

土性 *

L

部（40 〜 132 g）を取り出して放射性物質濃度測定用の

真比重

2. 64

試料とした．試料の放射性物質濃度（ I， Cs およびpH（H2O）

6. 1

137

有機物含量（%）131

134

Cs）の分析は，九州環境管理協会（福岡県福岡市）

1. 03

6. 6
−1

に 委 託 し， ゲ ル マ ニ ウ ム 半 導 体 検 出 器（ORTEC 社

陽イオン交換容量（cmolc kg ）CMX30P）を用いて測定し，スペクトルの解析は「ガン* 国際土壌学会法によるマスタジオ」（SEIKO EG&G）により行った．分析に供21. 9

震災復興特集 論文：浅代かき強制排水による水田土壌中の放射性物質除染法の有効性
Table 2放射性セシウム濃度分析結果．
I‒131

分析値（Bq kg−1）
Cs‒137

Cs‒134Cs‒total

I‒131

誤差（Bq kg−1）
Cs‒134
Cs‒1371）深度別濃度分布（採取日 : 2011/6/13，採取した土壌からそれぞれ 3 試料を取り出して測定）○試料 1
地表面から 0.0‒2.5 cm
不検出33,20034,90068,100
不検出

203

209

136

144

728

801

1,530

不検出

26

29

25

27

29

不検出

412

421

833

不検出

18

19

16

19

19

7.5‒10.0 cm
10.0‒12.5 cm

不検出

111

104

215

不検出

11

11

15

17

16

不検出

122

135

257

不検出

11

11

13

17

13

12.5‒15.0 cm
15.0‒20.0 cm

不検出

120

162

282

不検出

11

13

14

19

16

不検出

54

58

112

不検出

7

8

11

12

15

20.0‒25.0 cm

不検出

169

231

400

不検出

12

14

15

18

16

25.0-30.0 cm
地表面から 0.0‒2.5 cm
2.5‒5.0 cm

不検出

8

11

19

不検出

2

4

7

8

9

不検出

29,80031,80061,600

不検出

205

214

152

159

142

不検出

912

907

1,820

不検出

39

39

32

40

34

5.0‒7.5 cm
7.5‒10.0 cm

不検出

324

339

663

不検出

22

21

25

31

24

不検出

206

250

456

不検出

18

20

24

27

16

10.0‒12.5 cm
12.5‒15.0 cm

不検出

101

116

217

不検出

12

14

16

18

23

不検出

139

177

316

不検出

14

16

21

18

19

15.0‒20.0 cm
20.0‒25.0 cm

不検出

50

53

103

不検出

8

8

15

20

14

不検出

181

184

365

不検出

17

17

20

26

24

25.0‒30.0 cm○試料 3

検出限界（Bq kg−1）
I‒131
Cs‒134
Cs‒137不検出

2.5‒5.0 cm
5.0‒7.5 cm

○試料 2

45

100

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

15

15

15

不検出

29,20031,20060,400

不検出

218

224

156

175

152

不検出

997

1,090

2,090

不検出

43

46

42

42

37

不検出

343

367

710

不検出

25

25

30

33

29

不検出

159

257

416

不検出

20

22

25

40

28

10.0‒12.5 cm
12.5‒15.0 cm

不検出

150

166

316

不検出

19

18

20

39

30

不検出

161

189

350

不検出

18

19

23

30

26

15.0‒20.0 cm
20.0‒25.0 cm

不検出

49

49

98

不検出

10

10

19

25

21

不検出

188

195

383

不検出

20

21

25

36

30

25.0‒30.0 cm

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

27

23

15

地表面から 0.0‒2.5 cm
2.5‒5.0 cm
5.0‒7.5 cm
7.5‒10.0 cm

2) 画分別濃度分布（採取日 : 2011/6/13，採取した土壌からそれぞれ 3 試料を取り出して測定）○試料 1

0.0-2.5 cm
微細粒画分（≦ 0.002mm） 不検出

91,70094,800187,000

不検出

772

776

539

589

470

細粒画分（0.002‒0.02mm） 不検出
中粒画分（0.02‒0.2mm）
不検出
粗粒画分（0.2‒2mm）
不検出51,70055,100107,000

不検出

401

401

296

317

216

33,10035,90069,000

不検出

287

298

213

240

185

11,90012,70024,600

不検出

159

160

121

128

112

2.5-5.0 cm○試料 2

微細粒画分（≦ 0.002mm） 不検出
細粒画分（0.002‒0.02mm） 不検出
中粒画分（0.02‒0.2mm）
不検出

7,870

8,390

16,300

不検出

194

198

150

182

152

3,140

3,340

6,480

不検出

99

98

75

107

79

1,340

1,560

2,900

不検出

67

71

66

71

59

粗粒画分（0.2‒2mm）

不検出

463

514

977

不検出

33

35

34

39

38

微細粒画分（≦ 0.002mm） 不検出
細粒画分（0.002‒0.02mm） 不検出
中粒画分（0.02‒0.2mm）
不検出92,00095,700188,000

不検出

696

679

452

583

426

53,50058,600112,000

不検出

413

435

275

309

272

31,70032,50064,200

不検出

245

242

171

197

153

粗粒画分（0.2-2mm）

不検出10,90012,00022,900

不検出

134

142

102

103

89

微細粒画分（≦ 0.002mm） 不検出
細粒画分（0.002‒0.02mm） 不検出
中粒画分（0.02‒0.2mm）
不検出

7,060

7,500

14,600

不検出

166

164

119

144

116

3,280

3,490

6,770

不検出

106

109

89

99

89

1,400

1,570

2,970

不検出

63

65

52

68

58

粗粒画分（0.2‒2mm）

不検出

509

550

1,060

不検出

32

32

32

43

34

微細粒画分（≦ 0.002mm） 不検出

93,50099,500193,000

不検出

732

742

508

599

446

細粒画分（0.002‒0.02mm） 不検出
中粒画分（0.02‒0.2mm）
不検出
粗粒画分（0.2‒2mm）
不検出57,30060,100117,000

不検出

494

492

325

388

321

36,20039,50075,700

不検出

281

293

205

211

158

11,00011,60022,600

不検出

163

162

113

138

109

微細粒画分（≦ 0.002mm） 不検出
細粒画分（0.002‒0.02mm） 不検出
中粒画分（0.02‒0.2mm）
不検出

6,980

7,520

14,500

不検出

168

173

126

142

125

3,800

4,110

7,910

不検出

110

111

81

110

91

1,740

1,820

3,560

不検出

67

66

51

70

50

粗粒画分（0.2-2mm）

575

524

1,100

不検出

40

38

39

50

49

0.0-2.5 cm

2.5-5.0 cm○試料 3

0.0-2.5 cm

2.5‒5.0 cm

不検出3) コンテナ試験の結果（採取日 : 2011/8/2，実験前については試験土壌から各回 3 試料を取り出して測定）○ 1 回目

実験前 コンテナ内 試料 1

不検出

27,40030,20057,600

不検出

214

230

154

172

156

コンテナ内 試料 2

不検出14,10015,80029,900

不検出

127

139

99

102

93

コンテナ内 試料 3

不検出

7,850

8,890

16,700

不検出

120

133

104

92

91

不検出

7,520

8,430

16,000

不検出

113

124

92

95

81

不検出

20,50022,60043,100

不検出

210

230

169

169

154

実験後 コンテナ内
バケツ内沈殿土バケツ上澄み水○ 2 回目

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

6

6

7

実験前 コンテナ内 試料 1

不検出

9,630

10,90020,500

不検出

113

123

86

93

81

コンテナ内 試料 2

不検出

8,340

9,150

17,500

不検出

103

108

76

87

73

コンテナ内 試料 3

不検出

5,970

6,890

12,900

不検出

98

108

83

76

75

不検出

7,230

8,130

15,400

不検出

105

115

86

92

75

不検出

27,40030,90058,300

不検出

261

288

200

213

182

実験後 コンテナ内
バケツ内沈殿土※ 放射能濃度の測定値は，全て，減衰補正および含水率補正を適用して採取日における乾土濃度に換算した．

らは放射性セシウムが検出されなかった（検出下限値 6−11, 000 秒測定した．なお，実験は 2 反復で行った．

または 7 Bq L ）．上澄み液の分析は，2 L の試料を九州

実験では，実験前後のコンテナ内の土壌，バケツ内の環境管理協会に委託して，ゲルマニウム半導体検出器で沈殿土およびバケツ内の上澄み液に含まれる放射性物質

土壌の物理性 第 121 号（2012）46（131 I，134 Cs および 137 Cs）濃度を測定した．分析方法は，に多く含まれることが明らかとなった．塩澤ら（2011）は，

3. 1 と同じである．また，実験前のコンテナ内の土壌と福島第一原子力発電所事故で放射性物質が多量に降下しコンテナから排出された PAC 投入前の濁水に含まれるてから約 2 カ月後に耕起されていない水田における深さ

土の粒径組成を調べた．粒径組成はピペット法とふるい

15 cm までの放射性セシウムの鉛直濃度分布を測定し，分け法により測定した．
ピペット法での試料の前処理は，

放射性セシウムの 96 % が 0 〜 5 cm にとどまっていた

浅代かき強制排水を想定して，有機物の分解および分散ことを報告しており，今回の調査でも同様の分布傾向で剤による分散処理は行わず，撹拌機による撹拌のみ実施

あった．

した．

土壌の粒径画分の質量割合と放射性セシウム濃度の測
定 結 果 を Table 3 に 示 す． 質 量 割 合 は 中 粒 画 分 が

4. 試験結果と考察

45. 2 ％で最も大きく，2 番目が細粒画分で，微細粒画分

4. 1 放射性セシウムの分布実態

が 4. 8 ％で最も小さい．また，深さ 0 〜 2. 5 cm の放射対象水田の土層は，0 〜 0. 6 m：黒褐色シルト，0. 6 〜性セシウム濃度は，微細粒画分が 189, 000 Bq kg−1 で最

1. 1 m：黒褐色粘土，1. 1 〜 1. 5 m：青灰色粘土，1. 5 〜 2. 1 m：

も大きく，粒径が大きい画分ほど濃度は小さくなる．ま雲母片含暗灰色シルト，2. 1 〜 2. 3 m：青灰色粘土，2. 3た，深度 2. 5 〜 5. 0 cm でも同様の傾向である．

〜 3. 0 m：雲母片含青灰色シルト，3. 0 〜 3.4m：灰色粘土，

上述の測定結果を踏まえて，対象圃場における浅代か

3.4 〜 3.8m：雲母片含青灰色シルトであった．2011 年 6
月 23 日の地下水面は GL ‒ 2. 4 m であった．地下水位はき強制排水と表土剥ぎの除染効果について試算し比較し日雨量 5 mm 以上の降雨に応答して上下するが，ハイドログラフには近傍工場のポンプ揚水による 1 週間毎の細かい水位変化が記録されていることから，試験圃場の土
壌は半被圧帯水層として機能していると推察される．
対象水田の土壌特性を Table 1 に示す．対象土壌の深度別放射性物質濃度の測定結果（Table 2）によれば，対象土壌に含まれる放射性物質は 134 Cs と 137 Cs で，131 I は検出されなかった．土壌の深度別放射性セシウム濃度をFig. 1 に 示 す． 放 射 性 セ シ ウ ム 濃 度 は，19 〜
63, 400 Bq kg−1 の範囲であった．深さ 0 〜 2. 5 cm の土壌では最大値 63, 400 Bq kg−1 を示し，深さ 2. 5 cm より深い土壌では 1, 810 Bq kg−1 以下であった．
深さ 0 〜 15 cm の土壌についてみると，深さ方向の土壌の乾燥密度が一定と仮定すれば，放射性セシウム濃度は平均で 11, 100 Bq kg−1 となり，深さ 0 〜 2. 5 cm には全体の 95 ％，深さ 0 〜 5. 0 cm には全体の 97 ％の放射性セシウムが存在することになる．このことから，対象圃場における土壌の放射性セシウムは，偏在し，表層

Fig. 1 土壌の深度別放射性セシウム濃度（3 試料（Table 2）の平均値）．

Table 3 土壌の画分別の質量割合と放射性セシウム濃度．

粒径画分

※

質量
割合
（%）※

134

Cs+137 Cs（Bq kg−1）
深さ 0‒2. 5 cm
深さ 2. 5‒5. 0 cm

微細粒画分（≦ 0. 002 mm ※※）4. 8

189, 000

15, 100

細粒画分（0. 002‒0. 02 mm ※※）29. 6112, 000

7, 050中粒画分（0. 02‒0. 2 mm ※※）45. 2

69, 600

3, 110粗粒画分（0. 2‒2 mm ※※※）

20. 4

23, 300

1, 040試料は対象水田の深さ 2. 5 〜 5 cm の土壌を使用．
水分散後の土粒子または団粒のストークス粒径．
※※※
ふるい分けによる粒径．
※※

震災復興特集 論文：浅代かき強制排水による水田土壌中の放射性物質除染法の有効性

47てみる．試算の対象は深さ 0 〜 15 cm までの土壌とし，は，実験前が 25, 900 Bq kg−1，実験後が 15, 700 Bq kg−1

浅代かき強制排水では表層 5 cm までの土壌のうち微細であり，土壌に含まれる放射性セシウム濃度は 39 ％低粒と細粒画分を選択的に除去し，表土剥ぎでは表層下した．

5 cm までの土を排除することとした．浅代かき強制排バケツ内の沈殿土の放射性セシウム濃度は

水と表土剥ぎにおける除染前の深さ方向の放射性セシウ

50, 600 Bq kg−1 であった．この値は実験前のコンテナ内

ム濃度は，Fig. 1 に示す濃度分布とした．また，深さ 0

土壌の放射性セシウム濃度（25, 900 Bq kg−1）よりも高く，〜 2. 5 cm と 2. 5 〜 5. 0 cm の 各 粒 径 画 分 の 間 に は，実験では放射性セシウム濃度が相対的に高い土粒子またTable 3 に示す質量割合および放射性セシウム濃度割合

は団粒が選択的にバケツに排出されたと推察される．

の関係が成立していると仮定した．除染後の土壌の放射

このことは，実験前にコンテナに充填された土とバケ

性セシウム濃度は，除染後の地表面を深さ 0 cm としたツに排出された濁水に含まれる土の各画分の質量割合

場合の深さ 0 〜 15 cm の放射性セシウム濃度として算（Fig. 2）からも裏付けられる．濁水に含まれる土は，コ定した．また，深さ方向の土壌の乾燥密度は一定と仮定

ンテナに充填された土に比べて，中粒画分および細粒画した．

分の質量割合が大きく，この結果は濁水に含まれる土にその結果，深さ 0 〜 15 cm の土壌の平均の放射性セ−1は，コンテナに充填された土に比べて細粒の土が多く含で，除染後は浅まれていたことを示している．前節において，粒径が小代かき強制排水の場合 5, 280 Bq kg−1，表土剥ぎの場合

さい画分は，粒径が大きい画分に比べて放射性セシウム

シウム濃度は，除染前が 11, 100 Bq kg−1となり，放射性セシウム濃度はそれぞれ濃度が高いことが明らかとなっている．よって，本実験

52 ％および 97 ％低下すると算出された．一方，排土量では放射性セシウム濃度の高い細粒画分が選択的により313 Bq kg−1

は浅代かき強制排水の場合 17t 10a ，表土剥ぎの場合

多くバケツへ排出されたことにより，実験後のコンテナ

50t 10a−1 で，浅代かき強制排水の排土量は表土剥ぎに内の土壌の放射性セシウム濃度が低下したと推察される．

よる排土量の 34 ％に相当すると算出された．このこと

バケツに排出された濁水の体積と土砂濃度により求めから，浅代かき強制排水による除染方法は，少ない排土

た排出土量と実験前にコンテナに充填された土量に基づ量で水田圃場の放射性セシウム濃度をある程度のレベル

いて計算すると，コンテナからバケツへ排出された土のまで低下できる可能性が示唆された．

排出率は 22 ％である．本実験では，コンテナ内に充填

4. 2 コンテナを用いた実験

した 5 cm 厚の土壌のうち 22 % の量の土を排除するこ

実験前後のコンテナ内の土壌，バケツ内の沈殿土およとにより，実験後のコンテナ内における土壌の放射性セびバケツ内の上澄み液に含まれる放射性セシウム濃度をTable 4 に示す．コンテナ内土壌の放射性セシウム濃度

シウム濃度が 39 ％低下したことになる．
一方，排出された土の放射性セシウム濃度及び排出土量から算定される実験後のコンテナ内における土壌の放射性セシウム濃度の低減率は 21 ％であった．これは結

134

137

Table 4 放射性セシウム（ Cs+ Cs）濃度の測定結果．

果として測定用試料が均一化されておらず測定値のバラ
ツキに繋がって低減率に違いが生じたものと推察され

コンテナ内土壌（実験前）

25, 900 Bq kg−1

コンテナ内土壌（実験後）

15, 700 Bq kg−1

以上の結果から，コンテナ実験では，浅代かき強制排−1

水により少ない排土量で土の放射性セシウム濃度を低減

バケツ内沈殿土
バケツ内上澄み液※

50, 600 Bq kg※

不検出

検出下限値 6 または 7 Bq L−1．

る．

させるという効率的な除染の可能性が確認された．この後 に 圃 場 で の 実 証 試 験 が 実 施 さ れ た（ 農 林 水 産 省，
2011 a，b）．詳細は別稿で報告する予定である．

5. おわりに本研究では，東京電力福島第一原子力発電所事故により放射性物質が降下した水田を対象に，浅代かき強制排水により少ない排土量で圃場の放射性セシウム濃度を低下させる効率的な除染方法の有効性を検討するため，圃
場における放射性セシウムの分布実態を把握するとともに，コンテナを用いた浅代かき強制排水の除染実験を行った．
対象圃場における土壌の放射性セシウムは偏在し，表層に多く含まれることが明らかとなった．また，放射性セシウム濃度は細かな粒径画分ほど高い値を示した．こFig. 2 濁水に含まれる土とコンテナ内の土（実験前）の各画分の質量割合（数値は 2 連の測定結果の平均値）．

れらのことから，圃場の表層土壌のうち放射性セシウム
濃度が高い細粒分を選択的に取り除く浅代かき強制排水

土壌の物理性 第 121 号（2012）48による除染方法の有効性が示唆された．さらに，コンテナを用いた実験では，浅代かき強制排水によって少ない
排土量で圃場の放射性セシウム濃度を低下させる効率的な除染が行える可能性を確認した．
本手法の実証試験の概要は，農林水産省（2011 a）として公表されている．本手法は放射性セシウム濃度が5, 000 〜 10, 000 Bq kg−1 の農地で推奨される除染技術の一つとして示されており，現地での活用が期待される．
他方，フォールアウト後に耕耘された水田の除染では，
放射性セシウムが表層にとどまっていることを前提とした表土剥ぎ取り等の手法の適用は困難である．このような農地に対する有効な除染方法は未だ提示されていな
い．今回提示した，浅代かき強制排水の手法は，土壌を攪拌し細粒分を排出する除染技術であることから，代かき深度を深くすることにより，このような水田への適用が期待される．

謝辞
本研究は，平成 23 年度科学技術戦略推進費「放射性物質による環境影響への対策基盤の確立」の一部として実施された．本研究は，飯舘村役場，農村工学研究所農村技術支援チームならびに関係各位の協力により実施された．ここに記して謝意を表します．

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press/110914. htm（2012 月 5 月 13 日アクセス）
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中心に―，日本土壌肥料学雑誌，73（2）：203‒210．

旨

東京電力福島第一原子力発電所の事故により放射性セシウムが飛散した農地等における土壌の放射能汚染が深刻化している．本研究では，計画的避難区域である福島県飯舘村の水田を対象として選定した．
浅代かき強制排水の除染実験の前に，現地圃場における放射性セシウムの分布実態を調査した．その結果，放射性セシウムは表層 2. 5 cm の土に 95 % の放射性セシウムが分布しており，ストークス径が0. 02 mm 以下の細粒分の土に主に吸着していることを明らかにした．この結果に基づき，コンテナを用いた浅代かき強制排水の除染実験を行った．その結果，浅代かき強制排水の除染は少ない排土量で圃場の放射性セシウム濃度を低下させる除染法となる可能性が示された．
キーワード：除染，放射性セシウム，処分土，減容化，土壌撹拌震災復興特集
解 説
49
Lectures., August 2012, Vol. 121, 49 ‒ 53

高吸収植物による放射性セシウム除去の可能性
小林浩幸 1・高橋義彦 1
Removal of radiocesium from soil by plant absorption
Hiroyuki KOBAYASHI1 and Yoshihiko TAKAHASHI1

1. はじめに能がどれほどであるかが最初に問題にされる．植物の吸収能は，移行係数（植物体の放射性セシウム濃度を土壌

平成 23 年度（2011 年度），東京電力福島第一原子力（乾土）の放射性セシウム濃度で除した値）で評価され発電所の事故に伴って生じた土壌などの汚染への対処のるのが普通である．水稲の移行係数は多く見積もってもため，科学技術戦略推進費「農地土壌等における放射性0. 1 程度（原子力災害対策本部，2011）と考えられてい物質除去技術の開発」（総合科学技術会議，2011）など

たことは広く知られているし，事故後まもなくの頃，多により，農地からの放射性物質の除去や農作物への移行

くの人に期待されていたヒマワリも 0. 2 程度とされてい低減技術の開発が緊急に実施された．参画機関は福島県

る（Dushenkov et al．
，1999）．一般に，多くの植物種

農業総合センターのほか，東北・関東地域の公設試験研の移行係数はその程度かそれよりも低く，せいぜい生重

究機関や農研機構などの独立行政法人，大学など広範囲ベースで 10−2，乾物重ベースで 10−1 程度である（IAEA，にわたった．こうした取り組みの一貫として，福島県農2010；落合ら，2009；財団法人原子力環境整備センター，

業総合センターと東北農業研究センターは，現に放射性1988）．仮に移行係数が乾物ベースで１，すなわち植物

物質による汚染が生じた圃場を用いた栽培試験におい体と土壌の放射性セシウム濃度が同じで，乾物収量がて，ヒマワリなどの植物の吸収によって放射性物質を除1kg m−2 であったとしても 1 作で除去できる量は作土中去できるかどうかを調べるとともに，効率的な栽培方法の放射性セシウムの 1 ％にも満たない（放射性セシウムを検討した．

濃度を X Bq kg−1，作土深を 15 cm，仮比重を 1 とすれヒマワリによる放射性物質の吸収については，1986

ば作土中の放射性セシウム含量は 150X Bq m−2 で，収年に発生したチェルノブイリ原発事故後にも調べられて穫される植物体の放射性セシウム含量 X Bq m−2 は作土

おり，それらの結果から，吸収量は必ずしも多くないこ

中 の 含 量 の 約 0. 7 % と 試 算 さ れ る ）． セ シ ウ ム 134 ととは当初からわかっていたが，ウクライナとは土壌など

137 の半減期がそれぞれ約 2 年，約 30 年であることを様々な条件が異なっており，また，放出された放射性物

考慮すればなおのこと，意味のある数字とは思えない．

質の組成や性状も異なる可能性が想定された．関係自治

しかし，移行係数が 5 ，乾物収量が 3 k gm−2 確保できる

体からヒマワリなどによる土壌浄化に対して大きな期待とすれば１作での除去割合は約 10 ％となる．植物を使っが寄せられたことも，こうした実験を行う動機となった．

た除去技術が，既に深い土層まで放射性セシウムが分布

本稿では，関連する既往成果をレビューしつつ，私たちしているなどの理由で表土の剥ぎとりなどの対応が困難の取り組みを紹介する．

な圃場に適応する技術と考えれば，相応に意味のある数

なお，原子力発電所の事故では放射性セシウム 134，

字といえよう．現時点では効果は極めて低いと言わざる137 のほかヨウ素 131 が大量に放出されたとされているを得ないが，何らかの方途で吸収量を飛躍的に高められが，本稿では半減期が長いセシウムを議論の対象とする．

れば，現実的な技術になるかもしれない．植物の吸収に

このうち，セシウム 134 の半減期は相対的に短いが，よる除去への期待はおそらくそこにある．

2011 年度の栽培試験の時点ではセシウム 134 と 137 がWilley et al．
（2005）が行った幅広い分類群を対象と概ね同量検出されていることから，「放射性セシウム」

した分析では，植物体の放射性セシウム濃度の全分散のをセシウム 134 と 137 の総称として用いる．

42 ％が種よりも上，15 ％以上が目よりも上のランクに

２. 高吸収植物種の探索
植物による放射性セシウム除去の議論では，その吸収1

Fukushima Research Station, NARO Tohoku Agricultural Research Center, 50 Harajuku ‒ minami, Arai, Fukushima 960 ‒ 2156,
Japan. Corresponding author：小林浩幸，農研機構 東北農業研究センター福島研究拠点
2012 年 5 月 8 日受稿，2012 年 6 月 13 日受理
土壌の物理性 121 号，49 ‒ 53（2012）

帰結された．このことから，分類群間の傾向は確かにあることがわかる．Broadle ｙ et al．
（1999）によれば，
離弁花類（古い植物分類の考え方で，双子葉植物のうち，花弁が相互に合着しない分類群）で高いという．なかでもヒユ科のアマランサス属の移行係数は極めて高いとの
報 告 が 多 数 あ る（Broadley et al . , 1999; Willey etal , . 2005；Fuhrmann et al . , 2002；Dushenkov 1999）．
アカザやキノアの移行係数が高いとする報告（Broadley

土壌の物理性 第 121 号（2012）50

and Willey, 1997；Broadley et al . , 1999；Willey etであったことにも大きく依存していると考えられる．

al . , 2005）も見られるが，これらが属するアカザ科は

アマランサスの栽培品は，種・品種間差はあるものの

APG 植物分類体系（DNA 解析に基づく新しい分類体系）

総じて植物体が大きく育つ．この試験でも乾物収量は最ではヒユ科にまとめられていることを考えると，理解し大で 3 kg m−2 と極めて高かったため，吸収量としてはやすい．一方で，Willey et al．
（2005）による分析は，他種の２〜３倍と試算されたが，放射性セシウム濃度は全分散の半分以上は種以下のランクに割りつけられるこ

他種と大きな違いは認められなかった．実は供試した品とを示しており，近縁種・品種間の相違も相当大きいこ種はいずれもとがわかる．実際，吸収能が高いとされるアマランサス

収（財団法人農産業振興奨励会，1990）ではあるがセシ属 で も，L.（ ア オ ゲ イ ト ウ；Clemants，

ウム吸収能はアマランサス属の中では必ずしも高い種で2006）やL. は移行係数が２，あるいはそれ以上であったという報告があるが（Dushenkov, 1999；

はない（Willey et al

L．で，多

2005）
．

ヒマワリの２品種については，隣接する転作田（淡色L. と

黒ボク土；作土の放射性セシウム濃度は 1,300 Bq kg−1

L.（ホソアオゲイトウ）については程度；交換性カリウム（K2O）含量 540 mg kg−1）でも栽

それほど高いという報告はみあたらない．また，系統分

培試験を行った．移行係数は 0. 047 〜 0. 074 と，上述の類上の位置ではなく，生態学的特性によっても傾向が品種比較試験で得られた値よりも若干大きいものの，土Fuhrmann et al . , 2002），その一方で，近縁のあって，Grime（1977）が提唱する C（競争戦略），S（ス壌から放射性セシウムを除去するのには低すぎる（高橋トレス耐性戦略），R（攪乱依存戦略）の 3 つの生活史

ら，2012）．ヒマワリの栽培試験は，福島県農業総合セ戦略のうち，S と R の中間的な戦略をとる植物で放射性ンターでも郡山市の試験圃場（灰色低地土；作土の放射

セシウム濃度が高い傾向が認められるという（Willey et性セシウム濃度は 3, 000 Bq kg−1 程度）と計画的避難地

al . , 2005）．ただし，この傾向は必ずしも明瞭なもので域内の（褐色森林土；作土の放射性セシウム濃 度ははない．

7, 000 Bq kg−1 程度）の農家圃場で行われた．その結果，高吸収植物の探索においては，こうした系統分類上あ移行係数は私たちの結果と大きな違いがないと判断されるいは生態学的特性に基づく一定の傾向と，近縁種・品た（平山ら，2012）．この農家圃場の土壌は上述の福島

種間の大きな違いの両方が存在することを考慮して，特研究拠点の試験圃場と同様，交換性カリウム含量が高め定の分類群にターゲットを絞った上で，そこから有望なで（平山ら，2012），福島県農業総合センターの試験圃

系統をスクリーニングすることが考えられる．その候補場は，交換性カリウム濃度は東北農研福島研究拠点よりとなるグループの一つとして，上述のアマランサス属草

低いが，セシウムをよく固定するバーミキュライト含量本があげられる．こうした適切な分類群の選択に加え，が高い（平山，私信）．後述するように，こうした土壌

交配などの育種学的なアプローチも追求されるべきとすの特性が，移行係数が低めに試算された原因だった可能る意見もある（White et al . , 2003）
．

性がある．

３. 福島研究拠点におけるヒマワリ等の栽培

４. 土壌要因とその制御の可能性

私たちは，原子力発電所の事故のあった 2011 年に，

福島市の一部の地域などで生産された玄米から暫定規

福島市にある東北農業研究センター福島研究拠点（37°

制値（500 Bq kg−1）を超過する放射性セシウムが検出

43′N，140°23′E）の試験圃場（淡色黒ボク土；作土されたという報道（2011 年 11 月）は，安全側と考えら−1程度）でヒマワリ

れた移行係数 0. 1 から逆算して超過の危険性がある圃場

２品種，アマランサス４品種，キノア，ケナフ，ソルガ

での作付が制限され，また福島県が県内の 1000 地点以

ム，キビ，栽培ヒエの各１品種の計 11 品種をカリウム上で行った本検査で問題がないことが確認された矢先の施肥（K2O として 10 gm−2）および無施肥条件下で栽培し，できごとだっただけに，大きな驚きをもって受け止めら乾物生産量と放射性セシウム濃度を調べた．カリウム無れた．このことは，同じ作目や品種でも，圃場の条件に施肥区を設定したのは，土壌中のカリウム含量が低い場

よって移行係数が大きく変動しうるということを意味し合にセシウムの移行が多くなる可能性を考慮したためでている．特にカリウムなど，土壌中での挙動や根からのある．

吸収が類似した物質の影響が大きい（塚田，2011）．今の放射性セシウム濃度は 1, 400 B kg

その結果，乾物ベースの移行係数はヒマワリの品種が回の原発事故後の調査研究で明らかにされた放射性セシ

最大で 0. 040，ケナフが 0. 020，アマランサスの品種がウムの吸収に影響を与える土壌要因としては，第一に交最大で 0. 048，キノアが 0. 022，栽培ヒエが 0. 029，キビ

換性カリウム含量があげられる．特に，水稲では土壌のが 0. 035，ソルガムが 0. 022 と極めて低い値しか得られず，交換性カリウム含量と玄米への移行係数には強い負の相種・品種間差もわずかだった（高橋ら，2012）．また，関があって，交換性カリウム（K2O）含量が目標値（200

カリ施肥の有無で違いは認められなかった．これは，供〜 300 mg kg−1 程度）を下回ると移行係数は急激に高まっ試した品種が，放射性セシウムをあまり吸収しないもの

た（中央農研，2012）．このような交換性カリウムの効ばかりであったことだけでなく，試験を行った圃場の交

果は大豆栽培でも認められるが（島田ら，2012），水稲−1

換性カリウム（K2O）含量が 760 mg kgと高いレベルほど明確ではない．水田では湛水によってカリウムが流震災復興特集 解説：高吸収植物による放射性セシウム除去の可能性

51

亡しやすい一方，畑圃場では蓄積されやすく，カリウムより重要である．それなくしてはどのような技術開発の欠乏の効果が顕在化しにくいこともその原因の一つと推試みも徒労に終わる可能性が高い．

定される．

なお，放射性セシウムの器官ごとの蓄積程度に関する

土壌中の交換性カリウム含量や，後述するようにバー

知見は，植物の吸収メカニズム解明のみならず，栽培技

ミキュライトなどの 2：1 型の粘土鉱物が少なければ放術の体系化にあたっても重要な知見となる．例えば水稲

射性セシウムの吸収量が高まる可能性があるものの，こでは古い葉やモミガラ，米ぬかに多いが白米には少ない

うした条件を人為的に作り出すのは難しい．したがって，（Tsukada

植物が放射性セシウムを吸収しやすい条件の土壌を高吸では若い葉，根に多く蓄積するという報告（Hornik et

収植物による除去技術の適用対象とするのが多くの場

al . , 2005）や，茎の節間や葉脈に多く根に少ないとする

合，妥当だろう．土壌の汚染レベルだけでなく，粘土鉱

報告（Soudek et al . , 2006）があって，評価が定まらな物の組成など，セシウムを吸収しやすいかどうかの判断

い．私たちが行った上述の品種比較試験では，ヒマワリ

材料となるマップの整備が進められているが（谷山，私の放射性セシウム濃度は茎が概ね 20 〜 40 Bq kg−1，葉信），その情報は，作物への移行低減のためだけではなく，が 160 〜 170 Bq kg−1，種子が 7 〜 9 Bq kg−1，花床など，植物による放射性セシウム除去技術の実用化のためにも頭花を構成する種子以外の器官が 40 〜 60 Bq kg−1 で，有効と考えられる．

植物体全体としての放射性セシウム含量の約 50 ％が葉５. 土壌および植物体における移行動態

et al . , 2002）．一方，水耕栽培のヒマワリに分布していると試算された．この場合，乾物収量が確保されさえすれば開花結実を待たず，葉が脱落する前に一年生の作物への放射性セシウムの移行は毎年減少す収穫すれば良いことになる．ただし，圃場では土壌粒子るとされ（Alexakhim , 1993），それは原子核の崩壊にの地表面からの舞い上がりがあり，表面積の大きい葉で加えてウェザリングによって加速する土壌中の放射性物はその影響を受けやすかった可能性がある．経根的な吸質の減少だけでなく，土壌中の放射性セシウムの固定化

収以外による植物体の汚染は屋外での栽培では回避が難の進行にもよっていると考えられている．このことは，

しく，さりとて時間をかけてていねいに洗えば吸収され作物への移行低減という点では望ましいが，同時に，植た放射性セシウムが溶け出す懸念もある．実験上の工夫

物を利用した除去は年々難しくなることも意味する．私が必要である．

−2

は前項で，移行係数が 5 ，乾物生産量が 3 kg mの場合

６. 高吸収植物の栽培技術の土壌からの除去率 10 ％と試算した．しかし，放射性セシウムの 90 ％以上が粘土鉱物に固定されていて，か高吸収植物による除去技術を実用化するためには，そつ，そのように固定された放射性セシウムを植物が吸収の栽培技術の確立が必要で，それも効率良く大面積をこできないとするなら，除去率 10 ％はあり得ないし，仮なせる技術であることが求められる．私たちは，当初期に除去できたとしても翌年からは全く除去できないこと待されたヒマワリを省力的に栽培する技術を組み立て，になる．

その有効性を検証した．その結果，畑圃場用にはハロー植物が固定されたセシウムを幾らかでも吸収している

シーダー，排水性に問題のある転作田用には逆転ロータとする報告（小島ら，1979）はあるが，どれだけ吸収でリによる畝立て同時播種機を用いて狭条間栽培とし，土きるのかは明らかでない．そのメカニズムについては，

壌処理除草剤と併用することでいずれも十分な抑草効果

植物の根から分泌される有機酸が粘土鉱物に固定されたが得られ，普通条間と同程度の収量を確保できた．

セシウムを遊離させるとされる（小島ら，1979）．植物

しかし，残念ながら，結果としては上述のようにヒマによる土壌からの放射性セシウム除去技術の実用化のたワリに高吸収を期待するのは少なくとも福島では困難でめには，セシウム吸収の全体量ではなく，固定されたセあることが判明した．栽培に限って言えば，ヒマワリにシウムの吸収能に着眼すべきかもしれない．

限らず，水稲やダイズなど，栽培技術が確立している作

ただ，土壌からの放射性セシウム除去の目的を作物へ物のなかで高吸収系統が見出されれば，その活用が手っの移行低減に限定するなら，水溶性および交換性セシウ

取り早いわけだが，現時点でそのような品種・系統は見

ムを効率よく吸収する植物を栽培することで，後作の作出されていないし，通常の品種を栽培する圃場での雑草物への移行を効率よく低減できる可能性がある．固定さ化による種子のコンタミ，風評被害への備えなど，栽培れたセシウムとそれ以外のセシウムは土壌中で平衡状態

技術以外の面で，解決しなければならない課題があまりにあって，固定されていないセシウムを除去しても，いにも多い．

ずれ以前と同じ程度の量が遊離してくる可能性はある

今後さらに高吸収の品種・系統が見出される可能性のが，その場合でもセシウム除去のための作物を作付体系あるアマランサス属草本は種子が微細なため，直播の場の中に位置づけ，繰り返し栽培することで主作物への移合にはコーティングが必要で，播種には真空播種機が必行を持続的に低いレベルに維持できる可能性は否定でき須である（西山，2001）．また，初期生育が緩慢なのでない．

雑草害を受けやすく，アシュラム乳剤やトリフルラリン

いずれにしても，土壌中の放射性セシウムの存在形態

粒剤が有効とされるが（西山，2001），現時点では登録とそれを前提とした植物の吸収メカニズムの解明がなに

外使用となる．播種技術と雑草防除技術が，高吸収植物

土壌の物理性 第 121 号（2012）

52

種の活用のための栽培技術確立の鍵といえる．
なお，アマランサス属の帰化雑草は東北のダイズ栽培

かもしれない不幸な原発事故への備えになる可能性もある．

では急速に分布を広げ，強害雑草となっている．その中ここまで約１年間の私たちの緊急の試みは，今思えばには，セシウム吸収能が高いとされるアオゲイトウも含十分でなかった部分が多いと反省している．しかし，事まれる．ダイズ畑におけるアマランサス属雑草の優占は，故当初に，植物吸収による放射性セシウム除去の可能性

既存の除草剤が効きづらいことのほか，１個体が極めてを全否定する人はおらず，むしろ期待を寄せる人の方が多くの種子を生産し，種子休眠もやや深いため，大きな大多数だった．やってみて初めて，ことの難しさ，そし土壌シードバンクを形成しやすいことも原因の一つと想て，今後の方向性が少しだけわかった．本稿になにがし定される．とすれば，耕起の時期や方法を工夫し，適切かの意義があるとすれば，それを伝えることにある．

な除草剤を組み合わせれば，播種をしなくてもアマラン
サス属雑草が優占する群落を仕立てることが可能かもしれない．

７. おわりに
冒頭で説明した科学技術戦略推進費（総合科学技術会
議，2011）などの取り組みの成果として，農林水産省は土壌の放射性セシウム濃度や土壌条件に応じた農地土壌
除 染 技 術 適 用 の 考 え 方 を 公 表 し た（ 農 林 水 産 省，2012）．ここでは表土削り取りを基本として，汚染レベルが 10, 000 Bq kg−1 未満の場合には水による土壌撹拌・除去（水田の場合）や反転耕も適用可能とし，植物による放射性物質除去技術は現時点では技術化が困難として除外された．
植物による放射性物質除去の試みは，チェルノブイリ
原発事故による土壌汚染に対してもさまざまに行われたが，結局現在に至るまで技術は実用化に至っていない．
ウクライナではナタネ栽培のプロジェクトが進行しているが（戸村，2009），それは油に放射性セシウムが移行しづらい（加藤ら，2012）ことに目をつけた地域振興の手だてとしての意味合いが強い．福島県でも，事故前から油糧作物としてのヒマワリやナタネ栽培の振興のため，栽培技術の開発が行われてきた（平山ら，2009）．
そうして蓄積された知見は，今後，食用作物の栽培が難しい地域におけるこれらの作物の普及に役立つ可能性がある．
高吸収植物を利用した放射性セシウムの除去技術の方向性としては大きく２つが想定されよう．第一に，あくまでも固定態のセシウムも含めて強力に吸収する植物を用いて土壌中の絶対量を減らすことが想定される．第二に，植物に吸収されやすいセシウムだけを効率的に吸収することで，土壌中の絶対量は減らせなくても，次作以降の作物への移行や，圃場外への移動の低減を期待する
ことが考えられる．後者については我が国ではまだ十分にデータが得られていないものの，除去対象となる絶対量が少ないので比較的早期に結論が得られよう．前者を達成するためには，土壌と植物体における放射性セシウ
ムの移行動態に関して，今後何らかの大きな発見や技術的なブレークスルーが必要である．努力の成果は，チェ
ルノブイリ原発事故の時と同じく，結局，現場対応には間に合わないかもしれない．しかし，その過程で得られる知見が画期的な作物への移行低減技術の開発に結びつく可能性は否定できないし，次に世界のどこかで起こる

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2011 年３月に発生した東京電力福島第一原子力発電所の事故に伴って生じた汚染土壌にヒマワリ，アマランサスなどの植物を植えて放射性セシウムを吸収させることで除去できるかどうかが緊急に試された．しかし，除去量はごくわずかで，試された品種，条件の範囲では実用化は困難と判断された．一方で，福島市などの一部の水田では当初の想定を大きく上回る放射性セシウム濃度の玄米が収穫されるな
ど，条件によって植物体への移行量は大きく変化することがわかった．また，高吸収とされている植物
種・品種は他にも数多くあり，それらの能力は未検討のままである．植物の吸収による放射性物質除去技術の実用化のためには，土壌からの吸収メカニズムの解明に基づいて，さらなる高吸収種・品種を探索し，適切な栽培条件を明らかにすることが必要である．
キーワード : 放射性セシウム，吸収，ヒマワリ，アマランサス

モデル特集解 説55
Lectures., August 2012, Vol. 121, 55 ‒ 63

蒸発過程の不飽和土中水分移動
2. 成層土および地下水の影響
斎藤広隆 1・取出伸夫 2
Unsaturated water ﬂow during evaporation from the soil surface: Eﬀects of groundwater and layering,
Hirotaka SAITO1 and Nobuo TORIDE2

表面における水分蒸発に影響を与える．乾燥地の農業に

1. はじめにおいては，地表面を粗粒な砂や植物残渣などで薄く覆う

地表面からの水分蒸発は，気温，湿度，風速などの気

マルチ（Hillel, 2001）や砂層を土層内部に設けて地下水

象条件より決まる可能蒸発速度と土の水分供給能力に影からの毛管上昇を抑制する手法など，古くから蒸発抑制

響を受ける現象である．蒸発に対する土の水分供給能力の節水技術として成層土が用いられてきた．しかし，成は，土性，境界条件，初期条件などの土の状態に依存す

層土からの蒸発過程に関して，土層内部の不飽和水分移

る．前報では，下端からの水分供給のない水分飽和した動形態に焦点を当てた研究や解説はこれまで十分でな

単層土の蒸発について，砂質ロームとシルトを対象に解い．そこで，本報では，まず地表面マルチのように，上説した（斎藤・取出，2011，以下，第 1 報）
．蒸発の数層に異なる土性の薄い層を設けた成層土を対象に，第 1値実験は，液状水移動のリチャーズ式に対して，恒率乾報と同様に土層下端からの水分供給のない条件の蒸発をを一定フラックス条件で与取り上げる．そして，成層土境界の土の不飽和水分移動

燥段階には可能蒸発速度

え，減率乾燥段階には許容最小圧力

を一定圧力条件特性に焦点を当てた解説を行う．

として与える地表面の境界条件を適用した．そして，蒸蒸発に対する土の水分供給能力は，下端境界からの水発に伴う不飽和土中の上向き水分移動について，土中の分供給にも大きく依存する．そこで，水分供給のある境

水分量θ，圧力水頭 ，不飽和透水係数，水分容量

界条件として，下端に地下水面を与えた砂質ロームとシ分布の変化を比較検討した．また，水分フラックス

ルトの単層土からの蒸発を検討する．地下水からの水分分布における上向きの圧力勾配成分と下向きの重力供給が維持される場合，最終的には地表面からの蒸発と成分の役割を定量的に評価した．それにより，地表面か地下水からの水分供給が一致して定常流れの蒸発となるの大小よりも土層内部の水分供給可能量（Gardner，1958；宮崎，2000；Hillel, 2001）．この定常蒸に依存することを示した．この水分供給能力は，土の不発については，1950 年代の Gardner（1958）や Gardner

飽和水分移動特性としての水分保持曲線と不飽和透水係

and Fireman（1958）による先駆的な解析が知られてい数によって決まる．そして飽和単層土層からの蒸発過程

る．そこで，定常蒸発過程における地下水面の位置と

らの

は，

p

における不飽和水分移動の形態は，特に水分容量の影響を強く受けることを示した．

の関係を数値実験より求め，Gardner の定常解析の結果と比較検討する．

一方，成層土における水分移動は，成層土の境界にお2. 計算条件

いて土の不飽和水分移動特性が不連続に変化するため，境界部を境に土中水の流れの形態が変化する．「土中へ不飽和水分移動式と計算条件は第 1 報と同じである．

の水の浸潤」の第 4 報（取出ら，2010）では，異なる土鉛直 1 次元のリチャーズ式は次式で与えられる（第 1 報 ,性からなる成層土中の下向き水分移動である浸潤におい

（2）式）
．

て，上層と下層の透水係数の大小によって水分流れを制限する層が変化することを示した．同様に，成層土からの蒸発過程の上向きの不飽和水分移動においても，上層と下層の水分移動特性の違いが水分流れを変化させ，地

∂
∂θ
＝
∂
∂

［

∂
∂

（ ）］

（ ）

＋

∂（ ）
∂

（1）

第 1 報の Table 1 に示す van Genuchten モデル（第 1 報，（6），（7）式）の砂質ローム，シルトの 2 種類の土を対1Tokyo University of Agriculture and Techonlogy, Graduate Schoolof Agriculture 3 ‒ 5 ‒ 8 Saiwai ‒ cho, Fuchu, Tokyo, 183 ‒ 8509, Japan.
Corresponding author : 斎藤広隆 ,1 東京農工大学大学院農学研究院
2
Mie Univiersity, Graduate School of Bioresources 1577 Kurimamachiya ‒ cho, Tsu, Mie, 514 ‒ 8507, Japan
2012 年 6 月 20 日受稿，2012 年 7 月 19 日受理
土壌の物理性 121 号，55 ‒ 63（2012）

象に計算を行った．Fig. 1 に，それぞれの土の水分保持曲線θ（ ）と透水係数 （ ）を再掲する．なお，Fig. 1 に破線で示した Gardner モデルについては，後述する．
成層土からの蒸発では，第 1 報の単層土と同じく，下端を閉じた長さの水分飽和した土層からの蒸発とし

土壌の物理性 第 121 号（2012）

56て，次の初期条件と下端境界条件を与えた．

異なるに対して計算を行うことで，地下水面の位置の影響を調べた．計算には，これまで同様 HYDRUS‒（ , 0）＝−（ ＋1 ）

（

（2）

＿

∂
−（ ）
＋1
∂

）

＝0

1D（Šimůnek et al., 2008）を用いた

3. 成層土からの蒸発

（3）

＝−

長さ
−1

（cm d ）

上端境界も第 1 報と同じく，可能蒸発速度（cm）（以下，最小圧力）を与える条と許容最小圧力= 50 cm，上層 2 cm，下層 48 cm の成層土について，シルトと砂質ローム層の上下を逆転させた 2 種類の成層土を対象とした．Fig. 2 は，可能蒸発速度= 1. 0 cm d−1 における蒸発速度件を用いた．

と積算蒸発量の時間変化である．図には，第 1 報の Fig. 3 に示した

｛

∂

＿

（

−（ ）

∂

）

＋1

＝

（ （0, ）＞

） （4）

＝0

（0, ）
＝

= 50 cmのシルトおよび砂質ロームの単層土の結果も併記した．
上層が砂質ローム，下層がシルトの成層土の恒率乾燥期
間 0 は 1. 40 d であり，シルト単層（図中破線）の 2. 74 d
や砂質ローム単層（図中破線）の 3. 93 d に比べて短い．

ここで，第 1 報と同様に恒率乾燥期間を 0（d）とし，計

その後の減率乾燥段階の= − 15000 cm を用いた．

算には地下水からの水分供給のある単層土からの蒸発では，長さもシルト単層と比べて小さく，40 d の積算蒸発量は，シルト単層が 8. 76 cm，上層のカラム下端に地下水面を与えた．また，初期が砂質ロームの成層土は 5. 76 cm である．このように，地表面の薄い砂質ローム層は，下層シルト層からの蒸発は水分平衡分布として，初期条件と下端境界条件はそれを大きく抑制する効果がある．

ぞれ次式で与えた．

一方，上層がシルト層，下層が砂質ローム層の成層土の 0 は 4. 92 d であり，砂質ローム単層の 3. 93 d に比べ（ , 0）＝−（ ＋ ）（5）て長い．減率乾燥段階では（− , ）＝ 0（6）

ローム単層とほぼ同じが短時間で急減し，砂質を示す．そのため，減率乾燥

段階の積算蒸発量は，砂質ローム単層と比べて恒率乾燥

-1

Silt
SL

0.4
0.3

Hydra
aulic conduc
ctivity K (cmmd )Waater contentt T (cm3 cm--3)

0.5

(a)

0.2
01
0.1
0 0
10

10

1

10

2

10

3

10

102
100

10-4
10

-6

10

-8

10

4

(b)

10-2

Silt: van Genuchten
Silt: Gardner (a=-9.06, N=2.13)
SL van Genuchten
SL:Ght
SL: Gardner (a=-7.18, N=3.92)
0

10

1

10

2

10

3

10

4

Pressure head h ((-cm)cm)

Pressure head h ((-cm)cm)

Fig. 1 シルト（Silt）と砂質ローム（SL）の（a）水分保持曲線θ（ ）と（b）不飽和透水係数 （ ）．破線は Gardner モデル
による適合曲線．

Cum
mulative evaporation (c
cm)

-1

Eva
aporation ra
ate E (cm d )121

SL over Silt
Silt over SL
Silt
SL

(a)

0.8
0.6
0.4
02
0.2
0
0

10
Fig.
g 2䋺

20
Time (d)

30

40

10

((b))

8
6
4
2
0
0

10

20
Time (d)Fig. 2 砂質ロームとシルトの 2 成層土に，可能蒸発速度 = 1. 0 cmd−1 を与えたときの（a）蒸発速度
発量の時間変化．破線は第 1 報 Fig. 3 に示したシルトおよび砂質ローム単層の変化．

3040および（b）積算蒸モデル特集 解説：蒸発過程の不飽和土中水分移動 2. 成層土および地下水の影響段階で生じた約 0. 4 cm の差をほぼ維持する（Fig. 2（b））．
このように，上層の薄い異なる土層は，

57

0. 7 cm d−1 程度と小さく，上層砂質ロームへの水分供給を抑制するが小さい．また，上層砂質ロームのフラックス勾配が下場合と促進する場合がある．第 1 報において，地表面か層シルトよりも大きい．すなわち，水の連続式（∂θらの蒸発速度が下層からの水分供給能力に依存すること/∂ ＝− ∂

を，土層内部の水分量（体積含水率）θ，圧力 ，透水り，上層の乾燥がより進行していることがわかる．このの分布の変化に基づき示した（第ように，少ない水分供給による上層の乾燥の進行により

係数

，水分容量

/∂ ）より上層でのθの減少割合が大きくなは短くなる．短期間で乾燥が進行した上層砂質ローム

1 報 Fig. 5 と Fig. 8）．今回も同様に，Fig. 3 に上層が砂

0質ロームの成層土，また Fig. 4 に上層がシルトの成層土のは急激に減少し，恒率乾燥段階で上層ののの大小関係が逆転する（Fig. 3（c）
，1 d）．そして，についてθ， ， ，の分布を示す．

分布は，地表面付近の急激な減少を示すため，−1500 cm までの範囲を示した．また，前報の Fig. 9 と同様に蒸発過程の成層
土中における水分フラックス

分布の時間変化を Fig.

減率乾燥段階では上層砂質ロームのと下層が下層シルトのより数オーダー小さくなる（Fig. 3（c）
，10 d）．その結果，減率乾燥段階においては短時間に大きく減少す

分布は，成層土境界で勾配が変化せず

5 に示す．いずれの分布も，層境界での変化に着目する

る．このときため，表層 20 cm の範囲を示した．

（Fig. 5（a），4 d および 10 d），上層と下層でθの減少割

初期状態は土層全体が飽和しているため，乾燥初期には上層が砂質ロームで下層がシルトの成層土（Fig. 3）
も，砂質ローム単層と同様に大気条件のを満たすこ合がほぼ同じになる．
この成層土をシルト単層と比較すると（第 1 報 Fig. 5），
成層土では上層砂質ロームの乾燥の進行によりが小とができる．しかし，砂質ローム単層の場合（第 1 報

さくなるため，シルト単層と比べて下層のシルトのθのFig. 8）と比べて，成層土の場合は初期の段階で下層シ減少は小さい．また，シルト単層の場合と同様（第 1 報

ルトのとが上層より小さい．Fig. 5（a）の−1で， =1. 0 cm dw

分布が明瞭なピークを持たない分

Fig. 5）に下層シルトはが維持されている恒率乾燥段階（0. 4

布を示すため（取出ら，2010，Fig. 2），θは全層がほぼが 0. 4 cm d−1 から均一に減少する．このように，粘質な土層の上に薄い砂d や 1 d）におけるシルト層上部の

0
4
-4

(a)

(b)

(c)

(d)

z (c
cm)

Sandyloam
-8
0d
0.4 d
1d
10 d

-12
16
-16

-20
0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 -1500 -1000 -500
03
-3Pressure head h (cm)
Water content T (m m )10-1010-8 10-6 10-4 10-2 100 102
Hydraulic conductivity K (cm d-1)

0

0.004

0.008

-1

Hydraulic capacity Cw (cm )Fig. 3 上層が砂質ローム，下層がシルトの 2 成層土の蒸発過程における（a）体積含水率分布θ（ ），（b）圧力水頭分布 （ ），（c）
不飽和透水係数分布 （ ），（d）水分容量分布 （ ）．

0
-4
4

(a)

(b)

(c)

(d)

z (c
cm)

Silt
-8
-12
16
-16

0d
0.4 d
1d
4d
10 d

-20
0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5 -1500
500 -1000
000 -500
500
03-3Water content T (m m )Pressure head h (cm)

-10

-8

-6

-4

-2

0

10 10 10 10 10 10 10

2

Hydraulic conductivity K (cm d-1)

0

0.004

0.008

-1

Hydraulic capacity Cw (cm )Fig. 4 上層がシルト，下層が砂質ロームの 2 成層土の蒸発過程における（a）体積含水率分布θ（ ），（b）圧力水頭分布 （ ），（c）
不飽和透水係数分布 （ ），（d）水分容量分布 （ ）．

土壌の物理性 第 121 号（2012）

58

層のマルチを敷くことは，上層の砂層が制限要因となっが特徴である（Fig. 4（c）
，10 d）．

て蒸発を抑制し，下層土の乾燥を抑制する効果が大きい．

この成層土を砂質ローム単層と比較すると（第 1 報

一方，上層がシルトの成層土では，シルト単層に比べFig. 8），成層土では上述のように恒率乾燥段階初期に上て恒率乾燥期間に層境界直下の下層砂質ロームのとが大きい（Fig. 4, 0. 4 d）．このとき Fig. 5（b）の分布をみると，1 d でも層境界直下でほぼ等しい

層シルトの乾燥が抑制されるため，砂質ローム単層と比べて 0 が長くなる．減率蒸発段階では，下層土のさら= 1. 0 cm d−1 とが維持されており，下層からの水分供給が大きく，上層シルトの乾燥の進行が遅れる．そのため，なるの減少により下層から上層への水分供給が減少

して．下層砂質ロームが蒸発を制限する．そのため，上層がシルトの成層土のは，減率乾燥段階で砂質ローシルト単層に比べて 0 は長い．そして Fig. 5（b）のム単層とほぼ等しくなる（Fig. 2（a））．Fig 5（b）の分布において，0. 4 d や 1 d の恒率乾燥段階では，下層分布では，恒率乾燥段階においては層境界でフラックス

砂質ロームのフラックス勾配が上層より大きく，θの減勾配が変化するのに対して，減率乾燥段階ではフラック

少割合が大きいことがわかる．しかし，恒率乾燥段階後

ス勾配が層境界で変化せず，上層と下層でのθの減少割−1

が約 0. 8 cm d

半の 4 d では，層境界直下のまで減合が等しく乾燥が進行する．

少し，上層と下層のフラックス勾配の大きさが逆転し，

ここでは，地表面に薄く敷かれたマルチ層を想定した

上層のθの減少割合が大きくなる．これは，下層砂質ロー計算を行ったが，上層の厚さが蒸発に及ぼす影響や，地ムにおいて乾燥が進行し，上層への水分供給が減少した

下水からの水分上昇を抑制する土層内部の粗粒な砂層のことによる．このように上層がシルトの成層土では，恒効果も同様の計算で検討できる．その際，蒸発が進行す

率乾燥段階において下層の砂質ロームの乾燥も進行する

る段階のため，乾燥の進行に伴って層境界面において下層のどの層が蒸発を制限しているかを把握することが重要で

が上層の

ある．

よりも小さくなり，大小関係が逆転するのの分布およびとの分布に注目して，

0
-4

Silt

z (ccm)Sandyloam

-8

(a)

-12

(b)

0.4 d
1d
4d
10 d

-16

-20
0 0.2 0.4 0.6 -10.8 1
Flux ((cm d )0 0.2 0.4 0.6 -10.8 1
Flux
u (c
(cm d )

-1

Evaporattion rate/Bottoom water flux ((cm d )Evaporattion rate/Bottoom water flux ((cm d-1)

Fig. 5 （a）上層が砂質ローム，下層がシルトの 2 成層土，（b）上層がシルト，
下層が砂質ロームの 2 成層土の，蒸発過程における水分フラックス分布の時間変化．

1(a) Sandyloam

0.8
0.6
-1

E: Ep=1.0 cm d
E: Ep=0.1 cm d-1-1
q(-L): Ep=1.0 cm dq(-L):q() Ep=0.1 cm d-1

0.4
02
0.2
0
0

2

4

6

8

10

1

(b)Silt

0.8
0.6
0.4
02
0.2
0
0

2

Time (d)Fig. 6 地下水面が深さ = 50 cm の（a）砂質ロームと（b）シルトに，可能蒸発速度
与えたときの，蒸発速度 と下端水分フラックス （− ）の時間変化．

4

6

8

10

Time (d)＝1. 0 cmd−1 または 0. 1 cmd−1 を

モデル特集 解説：蒸発過程の不飽和土中水分移動 2. 成層土および地下水の影響る

4. 地下水から水分供給のある蒸発
ここまで述べてきた下端から水分補給のない条件では，土層全体の乾燥が進行し，蒸発速度

は減少して

∞

より小さな

59

を与えると， 0 はまで低下しない．Fig. 6 に示した

= 0. 1 cm d−1 の条件の地表面圧力は， 砂 質 ロ ー ム は0= − 97. 7 cm， シ ル ト は

最終的にはゼロに近づく．しかし，下端に地下水面が存した定常流れとなる．したがって，大きな在して水分供給がある場合は，いかなる初期条件におい減率乾燥段階において収束するても最終的には地表面からのが下端からの水分供給の最大定常蒸発速度

速度 （− ）と等しくなり，が一定の定常流れとなる（Gardner, 1958；宮崎，2000；Hillel, 2001）．ここでは，
地下水面の深さと定常蒸発速度∞との関係を中心に

max

∞

0

=−

の蒸発が継続60. 7 cm に収束し，大気の条件であるを与えては，それぞれの条件

である．

Fig. 7 は， = 50 cm の土層に対して恒率乾燥段階を
≤

維持する

max

の条件を与えたときの （=）との絶対値の関係である．ここでは，後述の Gardner

0

横軸を

0

は短くなるが，定常流れのフラックスや水分分布は初＿（1958）の論文中の図と比較できるように，縦軸を与えたため，水分飽和の初期条件に比べて恒率乾燥期間0＿解説する．なお，初期条件には（5）式の水分平衡分布をとした．図中の右端のプロットは，
max=−15000 cm である．

maxが

4. 1 最大定常蒸発速度
Fig. 6 は，地下水面が深さ 50 cm に存在する砂質ロー

maxに比べてわずかに小さい条件で0−1と地下水面の （− ）の時間変

150 cm，シルトは= 0. 4 cm dとなる．しかし，をさらに低下させても−1の 2 条件である．

= 1. 0 cm dの砂質ロームでは， 0は大きく増= 0. 11 cm d−1 の と き

加 し， 砂 質 ロ ー ム は化である．可能蒸発速度は， =1. 0 cm d−1 と 0. 1 cm d−1

ムとシルトの地表面の，max= 0. 121 cm d−1， シ ル ト はの 条 件（ 砂 質 ロ ー ム は=0. 446 cm d−1）であり， 0=

期条件に依存しない．

=

のとき

0

0

=−

= −246 cm
0の変化は→ 0 では平衡水分分布に近小さく，蒸発の生じないが最小圧力= − 15000 cm にづくため， 0 =−50cm に収束する．本解説では，恒率達し，その後の減率乾燥段階においては急減して 6. 4 d

乾燥期間 0 へ与える影響が十分に小さい計算条件とし= 0. 15 d で地表面圧力
に一定値の

∞

0

= 0. 121 cm d−1 と な る． ま た，（− ）は 0. 2 d から増加を始め，6. 4 d で∞と等しくなる．上端と下端の水分フラックスが等しくなった後は，全層の水分フラックスが∞=−15000 cm を用いた（Rassam et al., 2004）．このて図 は，同 様 に， =−15000 cm を さ ら に 小 さ く し て もmaxと等しい定常蒸発が継続する．

へ与える影響は小さいことを示している．

地下水からの水分供給により決まる最大定常蒸発速度= 1. 0 cm d−1 のシルトの場合も同様の傾向を示し， 0 =の

1. 51 d で減率乾燥段階となり，また （− ）は 0. 05 d 以

る．Fig. 8 の実線は，降増加する．そして，約 6 d で束する．この∞= 50 cm の条件のの 0. 446 cm d−1 に収∞は，シルトの方が砂質ロームに比べて大きい．一方， = 0. 1 cm d−1 では，

水面が浅い

にも依存す

が十分に大きな条件に対する= 10，25，50，75，100 cm のときのmaxである．地下= 10 cm のときは，砂質ロームはcm d−1 であり，シルトの= 0. 1 cm d−1 を維持して減

砂質ロームとシルトともには，土性に加えて地下水面の深さ

maxの増加に対しては，

max

は指数関数的に減少するが，率乾燥段階にはならない．
（− ）は，砂質ロームでは 0. 4 d

砂質ロームはシルトに比べて減少が大きく，から，シルトでは 0. 15 d から生じ，それぞれ 16 d およ

小関係が逆転する．砂質ロームのび 7. 6 d でほぼの 0. 1 cm d−1 に収束する．

Fig. 6 で得られたより大きなcm と比較して 4 オーダー小さいを与えると，いず∞への減少である．

0である．一方，収束す

-1

10-2

Silt
SL

10

-3

10

1

2

3

10
10
Surface pressure, |h0| (cm)

10

max

Maximum EvMvarporationn Rate, Emaxx (cm d-1)

-1

Evap
poration rrate, E (cm
md )

100

10

= 4. 8 cm d−1 か ら=

このとき，地表面圧力は4Fig. 7 地下水面が深さ = 50 cm の砂質ロームおよびシルトにおける蒸発速度 と地表面圧力 0 の関係．

max

の大

= 100 cm は， =10= 7. 0 × 10−3cm d−1

maxである．一方，シルトの減少割合は小さく， = 10 cmの∞に収束して定常蒸発となる．

れの条件においても同じ

=19

max

= 4. 8 cm d−1 よりも大きい．

max

10

2

10

1

10

0

10

-1

10

-2

10

-3
3

= 100 cm のmax

= 0. 1 cm d−1

SiltSL
Gardner: Silt
Gardner: SL

0

20

40
60
80
100
Water table depth, L (cm)Fig. 8 最大定常蒸発速度 max と地下水面深さ
破線は Gardner（1958）の（10）式の結果．

120
の関係．

土壌の物理性 第 121 号（2012）

60

0

(a)

(b)

(c)

z (cm
m)

-10
-20
L = 10 cm
L = 25 cm
L = 50 cm
L = 75 cm
L = 100 cm

-30
-40
-50
50
0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5
3-3
Water content T (m m )

-10
10
-8
8
-6
6
-4
4
-2
2
0
2
10 10 10 10 10 10 10
-400
-200
0
-1
Pressure head h (cm) Hydraulic conductivity K (cm d )Fig. 9 地下水面が深さ = 10，25，50，75，100 cm の砂質ロームにおいて定常蒸発に収束したときの（a）体積含水率分
布θ（ ），（b）圧力水頭分布 （ ），（c）不飽和透水係数分布 （ ）．

0z (cm)-10 (a)

(b)

(c)

-20
-30
L = 10 cm
L = 25 cm
L = 50 cm
L = 75 cm
L = 100 cm

-40

-50
50
0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5
3-3
Water content T (m m )

-400
-200
0
Pressure head h (cm)

-10
10

-8
8

-6
6

-4
4

-2
2

0

10 10 10 10 10 10 10

2-1

Hydraulic conductivity K (cm d )Fig. 10 地下水面が深さ = 10，25，50，75，100 cm のシルトにおいて定常蒸発に収束したときの（a）体積含水率分布θ
（ ），（b）圧力水頭分布 （ ），（c）不飽和透水係数分布 （ ）．

= 10，25，50，75，

100 cm を持つ砂質ロームとシルトが達したときのθ， ，maxの定常蒸発に0=

水係数は地表面で （cm d ，下端で

＝

の場合も，

max

（

＝− （ ）），
下端で飽和透水係数（である．
）= 3. 0 ×

−1

= 106. 1 cm d ，シルトは （= 4. 8 × 10−8cm d − 1，下端で）= 6. 0 cm d−1 である．両

+1

）

（7）

ここで， は のみに依存するため，常微分が用いられる．
このとき，地下水面の深さで決まる

ために，下端から地表面へ向けての
増加で補う

max

を実現する
＿

10

−1

れる．

，下端で （− ）= 0 であり，透

す な わ ち， 砂 質 ロ ー ム は 表 面 で−12に等しい．このとき，ダルシー則は次式で与えら分布である．図は，地表面から深さ 50 cm までの分布を示した．いずれの圧力は地表面でmax＿

Fig. 9 と Fig. 10 は， そ れ ぞ れの減少を d /d の分布が形成される．土の （ ）は， の減

め， の小さい地表面付近が上方への水分移動を制限し，（Fig. 9，Fig. 10）は，表層から下方に向けて地表面に向かって大きな d /d が形成される．

の小さは減少する．

分布（Fig. 9（b），Fig. 10（b））

を比較すると，砂質ロームは地表面付近の大きな d /＿は＿定常蒸発では，すべての位置での水分フラックス

砂質ロームとシルトの

＿

max

＿

な領域を拡大させる．そのため， の増加に対して＿

少に対して指数関数的に減少する（Fig. 1（b））．そのた

体の通水抵抗を増加させる．さらに，乾燥領域の拡大＿

端の透水係数は変化せずに等しいが， の増加は土層全

d と下層の小さな d /d の 2 領域がより明瞭に形成モデル特集 解説：蒸発過程の不飽和土中水分移動 2. 成層土および地下水の影響される．また，下端の透水係数は= 106. 1 cm d−1 と大㲔 1 の分布が形成される．一方，シルトの＿＿めに d /d＿＿

きいため，下層部の小さな定常フラックスを実現するた分布は，下層から上層に向けて d /d が緩やかに増加= 6 cm d−1 と砂質ロー4. 2 Gardner の定常解析との比較
地下水面の =− cm から地表面 = 0 cm における
（7）
式の

max

は，常微分方程式である（7）式をと に変数分離して積分して得られる積分型ダルシー則により評価できる（Jury and Horton, 2006,（3.43）式）．

＿＿する．また下端の透水係数は

61

ムより小さいため，下層部の d /d は砂質ロームよりも大きい分布である．

∫

Fig. 11 は，Fig. 9（c）の砂質ロームと Fig. 10（c）のシ
ルトのが小さく，下層部では砂質ロームが大きい． = 75 cm と 100 cm において砂質ロームとシルトのが 等 し い 地 点 を プ ロ ッ ト で 示 し た．

= 50 cm 以下では，の大小が逆転する点は深さ 1 cm以内であるため図にプロットを示すことはできないが，= 10 cm で は =−0.1 cm 以 下， = 25 cm で は =−0. 25 cm， = 50 cm で は =−1 cm で 逆 転 す る．Fig. 8
の

0

∫

＝

（8）

が （ ）に加えて地下水位の関数で＝1＋ max / （ ） −0分布を比較のため重ね合わせた図である．上層部では砂質ロームのの＝−15000−の増加に対する

maxの減少が砂質ロームの方がシルトに比べて大きく， = 25 cm 程度で転するのは，砂質ロームのmax の大小が逆（8）式は，

あ る こ と を 示 す．左 辺 の 積 分 範 囲 は地下水面が低下して数はにかかわらずで等しく，また右辺の値は= 0 から =である．

が増加すると，左辺の被積分関

max の減少により増加する． （ ）の関数が与えられ，左辺の積分が可能な場合は， max をの関数として解析的に与えることができる．
Gardner（1958）は，次式で （ ）が表される土の地下水面からの定常蒸発を解析した．

がシルトより小さい領域

が地表面から下方に向けて拡大していくのが原因である．地下水深さがmax= 10 cm から（ ）＝= 50 cm に変化する

ときの地表面から 1 cm 程度の乾燥領域の拡大は，砂質

ここで，

（9）

1＋（ / ）

は飽和透水係数， > 0， < 0 は形状を決めを 1/100 程度に減少させる．これは，Fig.

る定数である．本解析と同様に =− の位置に地下水

3（c）に示した上層が砂質ロームの成層土の蒸発過程の面が存在するとき，上端，下端として（8）式を評価して

ロームの

max

分布において，表層近傍のの著しい低下が水分移

maxを求めた（Jury and Horton, 2006,（3.49）式）．

を低下させた性質と同じである． ≥75cm では，どちらの土も地下水面付近では d /d＿＿動を制限して=1maxの平衡水分分布にほぼ近くなるため，砂質ロームの

＝

（

− π
sin（π/ ））（10）がシルトより大きい領域は， （ ）の値が逆転する =−31 cm（Fig. 1（b））に相当する地下水面の上部 30 cm

ここで， 0 が程度である．そのため， ≥75 cm においては， の増評価が可能となる．しかし， 0 の低下は地表面の透水

加に伴い砂質ロームの係数 （がシルトより小さい領域が地表面から下方に向けて大きく拡大していく．

=−∞ cm であるため，（8）式の積分の）の減少を伴うため，水蒸気移動を考慮しない移動式においては，ある程度以下の

では

max

への

影響は小さい．これは，本解析の数値実験より求めた
Fig. 7 の関係である．Fig. 7 では，本解析で用いた
0−15000 cm が，=max へ与える影響が十分に小さな最小圧力であることを確認した．Gardner（1958）も，Fig.7
と等しい

-20

と

0

の関係を

= 3 の場合に対して解析的

z (cm
m)

に求めている（Gardner, 1958, Fig. 1）．そして， （0）=−∞ cm として液状水移動のダルシー則を用いる定常蒸-40

Silt: L = 10 cm
Silt L = 25 cm
Silt:
Silt: L = 50 cm
Silt: L = 75 cm
Silt: L = 100 cm
SL L = 10 cm
SL:
SL: L = 25 cm
SL: L = 50 cm
SL: L = 75 cm
SL L = 100 cm
SL:

-60

-80
80

発の解析の妥当性を確認している．そのため，ここまで示した計算結果に用いたいた=−15000 cm と（10）式で用=−∞ cm の条件の違いがmaxに及ぼす影響は小さいと考えられる．
そこで，Fig. 8 の結果を（10）式と比較するために，
まず Fig. 1 に示す van Genuchten モデルによる砂質ロー
ムとシルトの （ ）に（9）式を適合した．適合範囲は，

-100
100

10

-2

10

0

10

2

Hydraulic conductivity K (cm d-1)
Fig. 11 Fig. 9（c）と Fig. 10（c）に示す砂質ロームとシルト の 不 飽 和 透 水 係 数 （ ）の 比 較． 白 丸 は， = 75 cm と100 cm のときの砂質ロームとシルトの （ ）が等しい深さを示す．

ここまで示した圧力分布における地表面近くを除く位置の圧力範囲である <−1000 cm とした．Fig. 1（b）の破線は，適合した砂質ローム（ =−7. 18， = 3. 92）とシルト（ =−9. 06， = 2. 13）の （ ）である．圧力の低下に伴う （ ）の低下が大きい砂質ロームは，シルト

土壌の物理性 第 121 号（2012）

62

に比べて
合した

の値が大きいのが特徴である．そして，適との値を用いた（10）式によるmax と水抵抗が増加してのの増加に対する

maxは指数関数的に減少する．このmax の減少は，砂質ロームの方がシ関係を Fig. 8 の破線に示す．
（10）式において， の大き

ルトに比べて大きく， = 25 cm 程度でな土ほどが逆転する．これは，砂質ロームのめ，の増加によるmax の低下は大きい．そのた

max

の大小関係

がシルトより小が大きな砂質ロームでは，シルトよりも地下水面

さい領域が地表面から下方に向けて拡大していくのが原

max が減少する．Gardner

因であるが．砂質ロームの表層から 1 cm 程度の乾燥のの低下の影響を強く受けての定常解析による

max

は，数値解析による

max

とよく

進行が

max

を逆転させる原因であることを示した．さとの関係について，定常水分流れの一致しており，砂質ロームとシルトの大小関係の逆転もらに，この再現している．

積分型ダルシー則に基づくGardner（1958）の解析と比max

較を行った．本解析で用いた砂質ロームとシルトの （ ）5. おわりにについて，Gardner が用いた （ ）の関数を適合させて本報では，蒸発過程の不飽和土中の水分移動について，maxを評価したところ，本解説の数値解析による

max

成層土の与える影響および地下水からの水分供給があるとよく一致し，砂質ロームとシルトの大小関係の逆転も場合について検討を行った．数値実験には，前報と同様再現した．

に可能蒸発速度と最小圧力

ここまでの数値実験は，液状水移動のリチャーズ式にを地表面の上端境界

条件として与えるリチャーズ式を用いた．はじめに，地

対して，
（4）式の

表面のマルチを想定した上層を 2 cm，下層を 48 cm と率乾燥段階から減率乾燥段階の蒸発速度の変化を与えした砂質ロームとシルトの成層土を対象に，下端を閉じた．Gardner（1958）は，本解析の Fig. 7 の地表面圧力て水分飽和した条件について，蒸発速度
水分量θ，圧力 ，透水係数，土層内部の

，水分容量

の分布の

0

と

と

を用いた境界条件により，恒の関係とほぼ等しい関係を解析的に示している．

液状水移動のリチャーズ式に基づく蒸発解析の原典は明= 1. 0 cm d−1 のとき，上層が砂質ロー

確ではないが，Gardner（1958）がそのひとつであった

ムで下層がシルトの場合，砂質ロームまたはシルトの単ことは間違いないであろう．今から半世紀以上前の数値

変化を調べた．

層土と比較して恒率乾燥期間 0 は短くなり，積算蒸発解法が今のように一般的でなかった時代において，与え量も減少した．一方，上層がシルトで下層が砂質ローム

た仮定の妥当性を検証しながら蒸発速度と地下水深さのの場合，単層土と比較して 0 は長くなり，減率乾燥段

関係を正確に導出していたことは驚きであり，あらため

階の蒸発速度は砂質ローム単層とほぼ等しくなった．

て Gardner の土壌物理学者としての偉大さを認識させこのように，上層に土性の異なる薄い層を設けると，蒸られる．本解析とは直接には関係ないが，Gardner 一族

発を抑制する場合と促進する場合とがある．

の土壌物理への貢献に触れている宮本（2012）の「古典

上層が砂質ロームの場合，下層のシルトの水分供給能力が低いため，上層の砂質ロームの乾燥が速やかに進行して地表面近傍のが大きく低下する．そのため，上層の砂質ロームがを低下させる制限要因となる．一方，下層が砂質ロームの場合，蒸発開始直後の飽和した砂質ロームの水分供給能力は高く，上層のシルトにおける乾燥の進行を抑制して 0 を長くする．しかし，減率
乾燥段階において下層の砂質ロームの乾燥が進行すると，層境界面において下層の砂質ロームのが上層のシルトより小さくなる．そして，下層の砂質ロームがを決定する制限要因となるため，砂質ローム単層とほぼ等しいとなる．このように，成層土におけるの評

価には，水分移動を制限する層を把握することが重要である．
次に，下端の地下水からの水分供給があるときの蒸発について，砂質ロームとシルトを対象に検討した．水分供給がある場合，初期条件によらず地表面からのと地下水からの供給速度が一致して定常蒸発となる．大気の条件である常蒸発速度
深さが大きい場合，減率乾燥段階で最大定

max に収束する．このmax

は，地下水面のや土性に依存する土の水分供給能力により決まる．一方，蒸発能が小さく
条件である

<

max

のときは，大気のの蒸発が継続して定常流れとなる．

地下水面の深さ

が大きくなると，蒸発に対する通を読む」も参照されたい．

引用文献
Gardner. W.R.（1958）: Some steady‒state solutions of theunsaturated moisture ﬂow equations with application toevaporation from a water table. Soil Science, 85:228 ‒ 232.
Gardner. W.R. and Fireman, M.（1958）: Laboratory studies of
evaporation from soil columns in the presence of a watertable. Soil Science, 85:244 ‒ 249.
Hillel, D.（2001）： 環境土壌物理学 III 耕環境問題への土壌物理学の応用―耕地生産力の向上と地球環境の保全（岩田進午・内嶋善兵井衛監訳）．第 22 章，農林統計協会，東京．
Jury, W.A. and Horton, R.（2006）: 土壌物理学−土中の水・熱・ガス・化学物質移動の基礎と応用−（取出伸夫 監訳 : 井上 光 弘・ 長 裕 幸・ 西 村 拓・ 諸 泉 利 嗣・ 渡 辺 晋 生 訳 ）．
pp.154 ‒ 157，築地書店，東京．
宮本輝仁（2012）： W. Gardner, O. W. Israelsen, N. E. Edlefsen,and H. Clyde 著「毛管ポテンシャル関数と灌漑操作への応用．土壌の物理性，120: 61 ‒ 65.
宮崎毅（2000）：環境地水学．東京大学出版会，東京．
Rassam, D., Šimůnek, J. and van Genuchten, M.Th.（2004）:
HYDRUS − 2D による土中の不飽和流れ計算（取出伸夫・
井 上 光 弘 監 訳 ）． 農 業 土 木 学 会 土 壌 物 理 研 究 部 会
HYDRUS グループ , 東京．
斎藤広隆，取出伸夫（2011）：蒸発過程の土中水分移動 1. 土性の影響．土壌の物理性，119:65 ‒ 74.
Šimůnek, J., Sejna, M., Saito, H., Sakai, M., and van Genuchten,
M.Th.（2008）: The HYDRUS‒1D software package forsimulating the movement of water, heat, and multiple
solutes in variably saturated media. Version 4.0. HYDRUS Software Series 3, Dep. of Environmental Sciences, Univ. of California Riverside, Riverside, CA, USA.

モデル特集 解説：蒸発過程の不飽和土中水分移動 2. 成層土および地下水の影響
取出伸夫 , 渡辺晋生 , 坂井勝（2009）：土中への水の浸潤 1. フ
ラックス境界と圧力境界条件． 土壌の物理性 , 113: 31 ‒41.

要

取出伸夫 , 渡辺晋生 , 中川絢子（2010）：土中への水の浸潤成層土．土壌の物理性 , 116: 27 ‒ 35.

旨

地表面蒸発に伴う土中水分移動について，成層土の場合と地下水からの水分供給がある場合を検討した．
下端を閉じて水分飽和した上層 2 cm，下層 48 cm の成層土は，上層が砂質ローム，下層がシルトの場合，急速な上層の乾燥と下層の低い水分供給能力により，単層土と比較して恒率乾燥段階が短くなり蒸発が抑制される．上層がシルト，下層が砂質ロームの場合，飽和した下層からの水分供給能力が高く，恒率
乾燥段階が長くなり蒸発が促進されるが，減率乾燥段階において下層の砂質ロームの乾燥による透水係数の低下により蒸発速度が減少する．一方，地下水からの水分供給があるときは，大気の蒸発能が大きい場合，最大定常蒸発速度に収束する．最大定常蒸発速度は地下水深さに対して指数関数的に減少するが，砂質ロームはシルトに比べて減少が大きく，Gardner（1958）の定常解析の関係と良く一致した．
キーワード : 蒸発速度，成層土，地下水，定常流れ，積分型ダルシー則

119 号の訂正とお詫び
第 1 報「蒸発過程の不飽和土中水分移動

1. 土性の影響」において下記のような誤りがありました．

お詫びいたしますとともに訂正をお願いいたします．
Fig. 8 （誤） 砂質シルト （正） 砂質ローム

634.

土 粒 子フィールドへようこそ
臼井靖浩 1「ご専門は何ですか？」と聞かれ，私は「バックグラ

気環境科学，土壌肥料学，土壌微生物学，土壌動物学，

ンドは土壌物理です」と答えることにしている．驚かれ育種学および植物生理学と多様である．ここでは様々なる方が少なからずいるのは，普段の仕事内容からすると専門分野の研究者が，FACE 実験施設をプラットフォー

他分野出身の印象を受けるからのようだ．現在行っていムとして集い，共同研究するという点で，これまで知りる研究は，土壌より作物側に重心をおいている．水田湛えなかった知識や人と出会えるというのも一つの醍醐味

水層で生じる物理現象をモニタリングし，それらが大気であると私は思っている．

環境へおよぼす影響を課題とした学位研究も，土壌物理

現在の仕事は， 水田というフィールドなしには繋の本流とは若干離れているかなと，自分自身思うところ

がりえないものであり，フィールドの経験があったからがあった．しかし，「土壌物理学会は，地球陸地の表面

こそ，比較的すんなりと現在の仕事に適応・対処するこ近くにある土壌における，水，エネルギー，物質の移動・とができたと思っている．先に述べたとおり， 水田湛

変換・貯留，および大気，地下水との交換現象について，

水層で生じる物理現象のモニタリング

土壌に生息する植物，微生物，動物の活動との関係を含あるが，モニタリングをするといっても計測装置やセンめて研究対象としている学会です」（波多野，2011）とサーがあればすぐに観測できるようなものではない．まいうお言葉を借りると，「バックグラウンドは土壌物理」

して潤沢な研究予算や人員があるわけでもないので，私と標榜させていただいても構わないだろう．

の場合は，創意工夫と徹底して手足を動かし現場感を掴一方，私の普段の姿，いわば「フォーグラウンド」はが研究の発端でむことが研究の第一歩となった．

「フィールド屋」である．学位研究からずっとフィール

創意工夫という点では，センサーの作成はもちろん，

ドを主に対象にして研究してきた．そのため「土壌物理野外に適した材質の選択も重要なポイントである．その学会ではフィールド研究を主とする若手研究者が少な

一例として，以前，研究室で開発した対流センサーを実い」という話に無関心ではいられない．前号のシンポジ際の圃場で用いて，計測していたところ思いもよらないウム特集を拝見しても若手のフィールド離れについてのことがあった．ラボでは何の問題もなかったセンサーを話題が挙がっていた．このような話は本会のみならず多圃場に設置すると，センサーに使用する極細の線が度々方面で耳にするし，自分と同じ世代を見渡しても，たし切れるのである．その都度，新たにセンサーを作り直しかにフィールドを取り扱う若手研究者が少ないという印ては，校正し，再度設置するのだが，しばらくするとま象を受ける．ここでは，今後どうしたら若手がフィール

た切れてしまう．最初は何か外的要因によって切れたの

ドに出てくるか，など大上段に立った議論はひとまず置ではと思っていたが，注意深く調べたところ，「材質」

いておき，私が感じているフィールド研究の「醍醐味」の選択に問題があることがわかった．それも，センサーを「失敗」談を織り交ぜながら皆さんにご紹介させて頂本体ではなくセンサーをくくりつける枠の材質が原因でければと思う．

あった．当時は加工のしやすかった金属を枠に使用して現在，私はポスドクとして（独）農業環境技術研究いた．その金属枠とセンサー部に使用する極細の金属線所に勤務している．開放系高 CO2 濃度増加（Free-Airのイオン化傾向の違いによって，線が切れてしまったよ

CO2 Enrichment, FACE）実験に関わる研究をはじめ，うである．温度環境等が安定している室内ではこのようフィールドを中心としたプロジェクトにチームの一員となことが生じなかったのだが，圃場条件では温度変化やして参加させていただいている．その仕事内容は多岐に

日射の影響もあり，極細線の劣化が早まったようである．

わたり，環境制御設備の設営からはじまり，水稲複数品

この一件から使用する枠には金属以外の材質を選ぶよう

種の詳細な収量構成要素やコメの高温障害にともなう品変更した．この他にも，フィールドで計測をしていると質調査を主な研究内容としつつ，水稲の栽培や圃場管

様々なトラブルに見舞われるが，その都度，丹念に原因

理，生育調査，FACE プロジェクトに参画している様々を洗いだし，対策をすることで計測可能となったときのな分野の研究者の補助等も含め，日々，多くの方々と一喜びは格別である．数々の失敗の積み重ねを経験しなが緒に仕事をさせていただいている．参画している研究者

らも，なんとかそれを克服しようと創意工夫することで，の専門分野も，作物学，農業気象学をはじめとして，大根気のいるフィールドモニタリングを続けることができたのだと思う．

1

独立行政法人 農業環境技術研究所
2012 年 5 月 16 日受稿 2012 年 5 月 17 日受理
土壌の物理性 121 号，65 ‒ 66（2012）

また，私にとってのフィールドは，まさに毎日の現場であった．春の圃場準備から収穫まで，文字通り「毎日」の農場通いである．学位研究では，圃場に除草剤等の薬

66

剤を散布しない条件で計測を行っていたため，雑草管理につながり，他の分野であっても比較的すんなりと入りは想像を絶する作業であった．手作業での雑草管理はま

込め，様々な人とのつながりをもてたことが何よりの収さしく「田の草取り」である．とにかく取っても次々と穫である．

雑草が出てくるのである．体力には自信のある私も，こ

学生時代の水田の土壌−田面水−大気おける物理現象の作業はきつかった．とくにコメの収量に大きく左右す

計測からはじまり，ポスドクでの雑草，作物生育，高温る水田の強雑草であるコナギには，いつも悩まされてい障害とコメ品質への影響に至るまで，幅広い視点での研た．しかし，この憎きコナギに私は助けられることにな

究経験を積むことができたのは，やはりフィールドに出る．後に，「コナギの機械的除草法の開発」という課題たおかげだろう．実際に土，水，作物を見て，触って，でポスドクとしての職を得て，その研究の一端として「コ感じたこと，そして何よりフィールドでの「人」との出

ナギ種子生産量の推定法の開発」をすることができたの

会いが私にとってかけがえのない財産となってきた．水である（臼井ら，2010）．もちろん，フィールド研究で

田は除草だけでなく，現場観測ならではの困難さが伴う．

なく，人と人とをつなげてくれる役目をしてくれている

荒天時は夜中でも観測機器や作物が大丈夫か心配で圃場と私は感じている．

というフィールドが研究の幅を広げてくれただけでに駆けつけることが度々あった．大変な作業であったが，最後に，本稿の執筆機会を与えて下さった本誌編集委

そこで得られたデータは，実際の水田で生じる複数の要

員会やご推薦いただいた方々に感謝を申し上げ，本稿の因が作用する物理現象の解明に役立ち，論文として世に結びとさせていただきます．

公表することができた（Usui and Kasubuchi, 2011；臼井・
粕渕，2012 受理）．
最近では嬉しいことに，フィールドでのモニタリングの経験を聞きつけて，計測に関する相談をもちかける人もでてきた．浅い経験ではあるが，そんなときはあえて
失敗談も含めてお話をさせていただいくことを心がけている．一般的に人は失敗例よりも成功例を話したがるものである．しかし，案外，役に立つ知識というものは，
成功した話よりもむしろ失敗談に多いような気がする．
フィールドでの失敗も含めた様々な経験が，現在の研究

参考文献
波多野隆介（2011）: 会長就任にあたって．土壌の物理性，118, 1
臼井靖浩ら（2010）: 有機水稲栽培水田におけるコナギ種子生産量の推定． 雑草研究，55（別），101
Usui Y，Kasubuchi T（2011）: Eﬀects of herbicide application
on carbon dioxide, dissolved oxygen, pH, and RpH in
paddy-ﬁeld ponded water. Soil Science and Plant Nutrition . , 57（1），1 ‒ 6
臼井靖浩，粕渕辰昭（2012 受理）: 水田湛水層における CO2，
溶存酸素（DO）, pH および RpH の日変動とその相互関係．
陸水学雑誌

会 務 報 告Ⅰ．2011（H23）年度

第 3 回事務局会議

Ⅳ．2012（H24）年度

日

時：2012 年 3 月 1 日（木）開催形式：電子会議場

所：北海道大学

日出

席：波多野会長，志賀副会長，中辻編集委員長，

農学部

時：質疑応答・討論

2012 年 6 月 18 日〜 6 月 21 日
採決

柏木庶務幹事，倉持会計幹事，岩田編集幹事
議

第 1 回編集委員会

2012 年 6 月 22 日〜 6 月 25 日

題：出席委員：中辻敏朗

飯山一平

木村園子ドロテア（1）シンポジウムの概要

古賀伸久

竹内晴信

永田

修

丹羽勝久

（2）その他

花山

早川

敦

笛木伸彦

宮本輝仁

山本忠男

渡辺晋生

1．2012 年度土壌物理学会大会講演会

奨2．2011 年度会計状況について森

3．編集委員会報告（委員 14 名中 14 名参加：成立）

昭憲

○議事内容

4．その他
（1）ホームページの運用について

1．議題（2）バックナンバーの保管・管理に関して（1） 編集委員長より提案のあった「土壌の物理性
121 号｣ の発行計画が全会一致で承認された。

（3）シニア会員について

2．報告
第 3 回評議員会（1） 編集幹事より、現在の閲読の進行状況について

日時：2012 年 3 月 28 日〜 4 月 6 日（2） 編集委員長より、原稿執筆要領の改訂案につい出

席：波多野会長、柏木庶務幹事

Ⅱ．2011（H23）年度

報告がなされた。

開催形式：電子会議

評議員／柏木，岩田，安中，江口，川本，て報告がなされた。
（3） 編集委員長より、投稿規定の一部改訂について報告がなされた。

登尾，宮本，吉田，取出，成岡，小杉，
石黒，長，中野，井上，中辻，猪迫議（4） 編集幹事より、土壌の物理性 121 号の発行を 8
月 20 日にすることについて報告がなされた。

題：

1．2012（H23）年度土壌物理学会大会について
2．学会誌における超過ページについて

Ⅴ．会員消息（2012 年 7 月 27 日まで、敬称略）

3．バックナンバーの保管について

入会

4．ホームページの運用とバックナンバーの公開にいて

正会員

黒澤

俊人

学生

田嶋

脩平

正会員

澤村

篤

正会員

西崎

光

筑波大学大学院

5．シニア会員への移行について
上記、1 〜 5 が了承された。

退会

正会員

市村

匡史

日

時：2012 年 5 月 25 日（金）

正会員

杉江

昌

場

所：北海道大学

正会員

堀川

幸也

出

席：波多野会長，志賀副会長，中辻編集委員長，

学生会員

松田

亮二

柏木庶務幹事，倉持会計幹事，岩田編集幹事

学生会員

矢野

ゆかり

議

題：

学生会員

竹下

尚志

Ⅲ．2012（H24）年度

第 1 回事務局会議
農学部

1．2012 年度土壌物理学会大会講演会（1）2012 年度土壌物理学会大会概要

現在会員数（2012 年 7 月 27 日現在）

（2）その他

正会員（国内）：295

2．2011 年度会計状況について

正会員（海外）：5

3．編集委員会報告

シニア会員

：

6

4．その他

学生会員（国内） ：35（1）ホームページの運用について

学生会員（海外） ：2（2）バックナンバーの保管・管理に関して

賛助

：

9

：

352

（3）シニア会員について

小計（4）評議員選挙について（5）第 10 回（2012 年度）土壌物理学会賞選考（6）次期の体制について

講読会員

：

44 機関 51 口

合

：

403

計

68

̶編 集 後 記̶
土壌の物理性の編集幹事として，原稿が投稿されてきに「閲読の手引き」として掲載されている．これらのこたとき最初に頭に浮かぶのは，査読が長引かなければ良とが適切に守られれば，ほとんどの場合，査読はスムー

いなあ，ということである．最近，査読者の皆さんの協ズに進むだろう．しかし，これらの条件が満たされれば力のおかげで，査読期限は概ね守られているが，著者の良い査読ができるかというと，必ずしもそうではないよ

修正に時間がかかる場合がたまに見受けられる．原稿のうに思う．体裁が整っていない論文や科学的に信憑性の修正が遅れる主な原因は著者が多忙なためだろうが，査低い論文が掲載されないようにする，あるいは，わかり読者の指摘事項が多かったり，漠然としていたりして，にくい論文を読みやすくなるように指摘することは，読修正に時間がかかってしまう場合もあるかもしれないと者にとってとても大切なことである．これを踏まえた上思う．学会発表の場合，コメントをする人の顔を見ながで，本当に良い査読をするためには，査読者が著者の立ら議論できるので，厳しいことを言われても，それが本場に立って考えてみることも大切ではないかと思う．ほ

当に発表者の研究を良くしようと思って言ってくれていとんどの著者にとって，論文は子供のようなものである．

ることが伝わるだろう．もし誤解があれば，休憩時間に

査読者や編集委員の努力により論文が良くなったことをでもゆっくりと話し合うことができる．一方，査読は書実感できれば，著者は感謝し，その雑誌にまた投稿した面だけのやりとりのため，書いてあること以外のことはいと思うだろう．反対に，不当な評価を受けていると感伝わらない．また，土壌の物理性を含む多くの雑誌では

じたら，その雑誌には二度と投稿したくなくなるかもし査読者が匿名のため，誰が査読者なのか著者にはわかられない．そう考えると，学会誌を良くするためには，良ない．その上，査読者のコメントは論文の掲載の是非をい査読者を選定する，あるいは良い査読者を育てること左右する大きな力をもっているのだから，著者にとってが，長い目でみるととても大切なことのように思える．

査読者は，人通りの少ない薄暗い街角でばったり出くわ

一つの論文が投稿されてから印刷されるまでのプロセスした覆面レスラーのようなものだろう．そのような状況

は，著者と査読者，編集委員の共同作業である．これら

で覆面レスラーから空手チョップのごとき否定的な指摘の関係が良好であれば，論文は良くなるだろう．編集委を受けたら，著者は萎縮し，コメントを必要以上に重く員はともかく，査読者は顔が見えない分だけ，著者と査受け止め，なかなか修正が進まない，ということもある

読者が良好な関係を築くことは楽ではないかもしれな

かもしれないと思う．査読をするためには，その分野にい．しかし，このような関係がより多くの原稿で築かれついて十分な知識があることが必要なことは言うまでもるなら，土壌の物理性はもっと良い雑誌になるのではな

ない．これに加え，査読者として守るべき基本的なルー

いか，と期待している．

ルがある．土壌の物理性でも，投稿規定や執筆要領と共岩田幸良（編集幹事）

土壌物理学会会則
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）

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土壌の物理性第 121 号

平成 24 年 8 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. 121

August, 2012

Foreword………………………………………………………………………………………… T. ANNAKA …

Original Paper
Effect of soil crust strength under different conditions of soil particles and soil organic matter on seedlingemergence of soy bean in converted paddy field…………………………………………… Y. TSUKAMOTO, H. TAKEUCHI and I. KITAGAWA …

1

第一二一号

Contents

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

3

TopicsRecovery of damaged farmlands induced by the Tohoku Earthquake on March 11, 2011
Introduction……………………………………………………………………………………… T. NAKATSUJI …

9

11

Original Paper
Rapid survey method for soil electrical conductivity in tsunami–inundated farmlands using electromagnetic measurements………………………………………………H. KANMURI, H. SEKIYA, T. YUSA and R. OTANI …

19

Lectures
Desalinization technique for tsunami-hit farmland by infiltration of rain and discharge from underdrain…………………………………………………………… K. CHIBA, H. KANMURI and T. KATO …
Development of surface soil peeling technology using a soil solidification agent on farmland contaminated byradioactive substances……………………………………………………………… K. WAKASUGI and N. HARAGUCHI …

35

Original Paper
Preliminary study on decontaminating paddy soil contaminated with radioactive materials by using water agitationand soil removal………………… S. OKUSHIMA, T. SHIONO, S. ISHIDA, S. YOSHIMOTO, E. SHIRATANI,K. HAMADA, T. HITOMI, H. TARUYA, M. IMAIZUMI and T. NAKA …

43

Lectures
Removal of radiocesium from soil by plant absorption…………………………………………………………… H. KOBAYASHI and Y. TAKAHASHI …

49

TopicsWater flow and solute transport models in soils
Unsaturated water flow during evaporation from the soil surface : Effects of groundwater and layering………………………………………………………………………… H. SAITO and N. TORIDE …

55

Readers’ column……………………………………………………………………………………………… Y. USUI …

65

Announcements……………………………………………………………………………………………………………

67

Editor’s Postscript……………………………………………………………………………………………………………

68

二〇一二年 八 月

LecturesPaddy fields damaged along the Coast Part of Miyagi Prefecture by the Tsunami originated from the 2011 off
the Pacific Coast of Tohoku Earthquake……………………………………………… N. HARAGUCHI, I. KITAGAWA, T. TOMOSHO,
T. MINETA, C. ZUKEMURA and K. WAKASUGI …

2012 年 8 月

第 121 号

29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