鉱物－水系のヒ素分配にかかわる化学的要因：
酸水酸化鉄に着目してChemical aspects of mineral-water arsenic partitioning :focusing on the role of iron oxyhydroxides
板井 啓明

＊

Takaaki ITAI ＊環境省 国立水俣病総合研究センター
National Institute of Minamata Disease, Ministry of the Environment

摘要

本稿では，ヒ素の還元溶解機構に焦点を当て，水－鉱物間の分配に関わる研究の変遷を概説する。1900 年代終盤以降，地下水ヒ素汚染は世界各地で発見され，その発生機構に関する研究が活発に進められた。土壌や堆積物中におけるヒ素の主要な担体は酸水酸化鉄と考えられている。しかし，ヒ素汚染地下水では As（III）が主体であるのに対し，酸水酸化鉄に対する分配定数（Kd = 吸着態ヒ素 / 溶存態ヒ素）は As（III）>
As（V）
であったことから，この差を埋める要因がさまざまな角度から検証されてきた。
そこで，2000 年代中盤に実施された吸着実験，インキュベーション実験，フローカ
ラム実験の代表例を取り上げ，その要点を解説し，現状の理解について見解を述べた。

キーワード：吸着，酸化還元，酸水酸化鉄，ヒ素，分配係数
Key words：adsorption, redox environment, iron oxyhydroxide, arsenic,
distribution coefficient

1．はじめに1900 年代終盤以降，世界各地で顕在化した地下
水ヒ素汚染問題を受け，ヒ素の生物地球化学的研究は格段に進歩してきた。地下水ヒ素汚染は人為的，自然発生的な事例が存在するが，後者に限定しても，汚染の形態は表 1 の四種（還元的溶解型，アルカリ性脱着型，硫化物酸化型，地熱型）に大別され，各環境の特徴も大きく異なる。自然発生的な汚染は，環境に依存してヒ素が濃縮・放出されるために発生する。このスイッチのオン・オフが，酸化還元状態や pH の変化だと考えられている。四種の汚染形態のうち，汚染の空間的規模が大きいのは還元溶解型である。地下水涵養は，酸化的な表層環境から隔離されていくプロセスであるため，還元的な水質変化が生じやすく，汚染範囲が帯水層全体に及びうる。還元溶解型の地下水汚染機構としては，「酸水酸化鉄還元説」という仮説が提唱されている。これは，帯水層中で酸水酸化鉄に吸着したヒ素が，（i）
酸
水酸化鉄の還元的溶解，（ii）ヒ酸の亜ヒ酸への還元による脱着，により地下水中に放出されるという説である。世界各地の汚染地下水の水質調査から，この説のおおむねの妥当性は支持されているが，詳細な化学的機構に着目すると，さまざまな疑問が残されている。特に，酸水酸化鉄の溶解とヒ酸の還元のヒ素溶出への寄与を明らかにすることは重要である。
このことから，2000 年代中盤に，さまざまな室内実験が実施され，水－鉱物間におけるヒ素の詳細な挙動が明らかにされてきた。フィールドの汚染実態を解明するには，理論研究・フィールド調査・室内実
験の総合的な実施が必要であるが，幅広い系を設計できる室内実験の役割は大きい。各種室内実験の占める位置を示したのが図 1 であり，代表的な研究例を示したのが表 2 である。以下，①純物質系吸着実
験，②堆積物のインキュベーション実験，③フローカラム実験，③堆積物への吸着実験の順に研究例を示し，還元環境でのヒ素溶解機構について現状の理解を整理する。
2．用語定義2.1 水酸化鉄の呼称
Fe（III）は酸化的環境でさまざまな難溶性の酸化物・水酸化物を生成する。このうち，ヒ素の吸着態として主要なのはフェリハイドライト（ferrihydrite）
や針鉄鉱（goethite）だと考えられている。結晶度の受付；2016 年 12 月 14 日，受理：2017 年 3 月 24 日＊
〒 867-0008 熊本県水俣市浜 4058-18，e-mail：itai@nimd.go.jp
2017 AIRIES

25

板井：鉱物−水系のヒ素分配

自然発生型ヒ素汚染地下水の分類（Ravenscroft et al .（2009）を一部改訂）．

表1

1）

プロセス

特徴

帯水層

還元的溶解型

As
（III）
が主体
還元的，中性＋－2＋
2＋
高：Fe ，Mn ，NH4 ，HCO3 ，DOC
2－
低：SO4

沖積層または氷河性堆積物
例）
ベンガル平野アルカリ性脱着型

As
（V）
が主体
アルカリ性
2＋
2＋
低：Fe ，Mn ，DOC－
2－
検出：NO3 ，SO4

沖積層，砂岩，火山岩，結晶片岩
例）
アルゼンチン

硫化物酸化型

As（V）が主体
酸化的，酸性
2－
高：SO4
2＋
高～低：Fe
非検出：DOC

基盤岩
例）
ウィスコンシン
（USA）

地熱型

As
（III）
が主体
－
－
高：Cl ，±HS
非検出：DOC

火山地域または活動帯
例）
アンデス地域

図 1 ヒ素の固液分配にかかわる室内実験研究の概念図 . 実験の具体例を紹介した section を表 2 に併記 .
表2

ヒ素の吸着に関する主要な実験的研究．
代表的な研究; カオリナイト，イライト，Al 水酸化物
Manning and Goldberg（1997） : As（V）
3）
Dixit and Hering（2003） : As（III），As（V）; 非晶質水酸化鉄，針鉄鉱
吸着実験
4）
5）
Bostick et al.（2003） Bostick and Fendorf（2003） : As（III）; 方鉛鉱，閃亜鉛鉱，黄鉄鉱（Section4）
6）
Chakraborty et al.（2007）: As（III），As（V）; 黒雲母，白雲母
7）
Jönsson and Sherman（2008）: As（III），As（V）; 菱鉄鉱，磁鉄鉱，グリーンラスト
2）

純
物
質
系
実
験

構造解析

Waychunas et al.（1993）: As（V）; フェリハイドライト，針鉄鉱，燐鉄鉱，EXAFS
9）
Sun and Doner（1996）: As（III）, As（V）; ゲーサイト，赤外分光
10）Foster（1999） : As
（III）
, As（V）; 非晶質 Al 酸化物，カオリナイト，スメクタイト，EXAFS
11）
Myneni et al.（1998） : As（V）
; ギブサイト，赤外分光

競合反応

Jain and Loeppert（2000） : As（III），As（V）; フェリハイドライト . リン酸イオン
13）
Meng et al.（2002） : As
（III），As（V）; フェリハイドライト . ケイ酸イオン
14）
Radu et al.（2005） : As
（III），As（V）; フェリハイドライト，炭酸イオン
15）
Simeoni et al.（2003） : As
（V）
; フェリハイドライト，ギブサイト，フルボ酸 .

8）

12）

（V）; 洪積世堆積物
バッチ系 Stollenwerk et al.,（2007） : As（III），As
17）（III），As（V）; 沖積世堆積物・洪積世堆積物（Section7） Itai et al.（2010） : As
16）

天
然
試
料
実
験

26

カラム系 Harbel and Fendorf.（2006） ; Kocar et al.（2006） ; Tufano and Fendorf（2008） :（Section6） フェリハイドライトをコーティングさせた石英砂，As（III），As
（V）
18）

19）

Akai et al.（2004） 沖積世堆積物 ; グルコース，ポリペプトン，尿素，肥料
インキュベー22）
Van Geen et al.（2004） 沖積世堆積物 ; 酢酸
ション
23）Islam et al.（2004） 沖積世堆積物 ; 酢酸
（Section5）
24）
Polizzotto et al.（2006） 沖積世堆積物 ; 乳酸
21）

20）

地球環境 Vol.22 No.1

高い針鉄鉱は FeO（OH）の化学式を持つ。フェリハ
イドライトは結晶度が低く，化学組成も多様である
が，XRD スペクトルに基づき 6 - line フェリハイド
ライトと 2 - line フェリハイドライトに分類される。
より結晶度の低い後者を別名 hydrous ferric oxide（HFO）と呼ぶ。以下では，これらを総称して酸水
酸化鉄と表記する。
2.2 ヒ素の化学形態表記法
表層環境におけるヒ素の酸化数は主に As
（III）
・
As
（V）である。両酸化数において，ヒ素はオキソ酸
3-x，後者はを形成し，前者は四配位のヒ酸（HxAsO4 ）3-x
三配位の亜ヒ酸（HxAsO3 ）となる。両者の英語名は，それぞれ arsenate と arsenite である。英語論文
では，これらを As
（III）
・As
（V）と表記する場合と，
arsenate・arsenite とする場合がある。厳密な使い分けがなされているわけではないように思われるが，天然のヒ素の形態分析に用いられている主要な手法を考慮した場合，地球化学系の論文で As
（III）
・As
（V）と 記 載 さ れ て い る も の は， ほ ぼ arsenite・
arsenate と同義と捉えて支障なさそうである。本稿では，以下一貫して As
（III）
・As
（V）
表記を採用する。
3．還元溶解型汚染地下水の水質特徴
還元溶解型の汚染地下水は，世界各地で見つかっており，特に南アジア・東南アジアでの報告例が多い。それらの水質は，多少の地域差はあるものの，おおむね類似している。例えばバングラディシュ（Bangladesh）のケースでは，汚染地下水は高濃度の鉄（II）イオン（ > 0.2 mg/L），マンガン（II）イオン（ > 0.5 mg/L），アンモニウムイオン（ > 1 mg/L），重
炭酸イオン（ > 500 mg/L）を含み，硝酸イオンや硫酸
25）
イオンは 1 mg/L 以下である 。ただし，上記イオン
濃度と溶存ヒ素濃度の相関は，明瞭でない場合が多25）－ 28）。地下水中のヒ素の化学形態については，いAs（III）が主体であることが共通認識だが，As
（III）
/
As
（V）についてはさまざまな報告値がある。ヒ素濃度が 100 μg/L を超過するような地下水では，大半
が As
（III）
であることがいくつかの研究で示されてい
29）
－ 31）
。
る

25－34
（2017）Fe 比が吸着に及ぼす影響，吸着競合物質としてのリン酸イオンの影響が評価された。図 2 によれば，As（V）は pH の上昇に従い吸着量が減少するのに対し，As（III）は pH 依存性が小さく，pH7～9 の範囲
で吸着量の極大を示す。フェリハイドライト及び針鉄鉱のゼロ電荷点（point of zero charge）は，針鉄鉱が 7.8，フェリハイドライトは 8.5 であり，これ以下の pH では固相表面が正に帯電しているため，陰イオンをよく吸着する。一方，ヒ素は，pH に依存
して段階的にプロトンが解離するが，As（V）の pKa
が 2.25 であるのに対し，As（III）の pKa は 9.24 であるため，主に陰イオンである As（V）と，主に中性分子である As（III）で異なる pH 依存性を示したものと考えられる。しかし，一般的なヒ素汚染地下水のpH 範囲（6.5～8.0）における両者の吸着量に着目す
ると，As（V）よりも As（III）の吸着量が大きくなっている。これはヒ酸還元説とは相反する結果である。
この研究では，吸着量が逆転する pH（cross overpH）に影響する要因として，共存イオンの存在に着目している。フェリハイドライトを用いた実験系で，100 μM（= 3.1 mg/L as P）のリン酸を添加したところ，crossover pH が 8.5 から 7.5 に低下したことを

(A)

(B)

4．酸水酸化鉄への吸着実験
吸着実験は，酸水酸化鉄還元説を検証する上で，もっとも基礎的なアプローチである。地下水で観測される pH 領域で，酸水酸化鉄への As（V）の分配係
数が As（III）よりも高ければ，As（V）の還元がヒ素の溶出機構として重要であることが支持される。この種類の実験で，もっともよく引用されているのは
3）
Dixit and Hering（2003）である 。この研究では，As（V）と As（III）それぞれについて，フェリハイド
ライト・針鉄鉱への吸着等温線，pH 依存性，As/

図 2 （A）‌ 非晶質酸水酸化鉄
（HFO）
（
，B）
針鉄鉱に対する
As
（III）
（黒）
，As
（V）
（白）
の吸着割合の pH 依存性．
〇は As: 100 μM，□は As: 50 μM. 実験条件は，0.01 M NaClO4 溶 液，HFO: 0.03 g/L，針 鉄 鉱 :3）0.5 g/L.（Dixit and Hering（2003）より引用）

27

板井：鉱物−水系のヒ素分配

表3中性付近における As
（III）
・As
（V）
の水－鉱物間分配係数．
イオン
強度

pH

出典

4.9

0.01 M NaClO4

7

Dixit and Hering（2003）

73000

4.9

0.01 M NaClO4

7

Dixit and Hering（2003）

200

3300

3.5

0.01 M NaClO4

7

Dixit and Hering（2003）

As
（V）

200

2000

3.3

0.01 M NaClO4

7

Dixit and Hering（2003）

siderite
菱鉄鉱

As（III）

190

830

2.9

0.01 M FeClO4

7

Jönsson and Sherman（2008）

As
（V）

190

11000

4.0

0.01 M FeClO4

7

Jönsson and Sherman（2008）

biotite
黒雲母

As
（III）

3.2

550

2.7

0.001 M NaNO3

7

Chakraborti et al.（2007）

As
（V）

3.2

1800

3.3

0.001 M NaNO3

7

Chakraborti et al.（2008）

ヒ素 / 固相比
LogKd
K（L/kg）
d（L/kg）（µmol/g）

鉱物

吸着種

HFO
非晶質鉄水酸化物

As（III）

830

86000

As
（V）

1200

goethite
針鉄鉱

As（III）

3）
3）
3）
3）
7）
7）

6）
6）

As
（III）

0.50

11

1.0

0.01 M NaCl

7

Goldberg（2002）

As
（V）

0.50

ほぼ全量
吸着

N/A

0.01 M NaCl

7

Goldberg（2002）

montmorillonite
モンモリロナイト

As（III）

0.50

7.9

0.9

0.01 M NaCl

7

Goldberg（2002）

As
（V）

0.50

17

1.2

0.01 M NaCl

7

Goldberg（2002）

Al hydroxide
非晶質アルミニウム
酸化物

As
（III）

20.0

2300

3.4

0.01 M NaCl

7

Goldberg（2002）

As
（V）

20.0

ほぼ全量
吸着

N/A

0.01 M NaCl

7

Goldberg（2002）

pyrite
黄鉄鉱

As
（III）

55

2100

3.3

0.001 M NaCl

7

Bostick and Fendorf（2003）

kaolinite
カオリナイト

報告している。この結果は，As
（III）
と As
（V）
の相対
的な吸着量は共存イオンによって変化することを示す。ただし，天然で観測されているほどの顕著な差が共存イオンの影響で説明できるかは丁寧な検討が必要であろう。リン酸以外の共存イオンについては，
13）
14）
15）
ケイ酸イオン ，炭酸イオン ，フルボ酸 などについて影響が検討されている。
天然での観測との食い違いについては，帯水層中でヒ素の挙動を支配しているのがフェリハイドライ
トや針鉄鉱でなく，より Kd の高い鉱物である可能性も否定できない。純物質を用いた実験では，アルミニウム酸化物，ケイ酸塩粘土鉱物に加え，菱鉄鉱，
磁鉄鉱などの Fe（II）
二次鉱物，黄鉄鉱などの硫化鉱物に対する吸着実験が試行されてきた（表 3）。これ
Kらの中には高い d 値を示すものもあるが，もっとも高い Kd 値を示すのはやはりフェリハイドライトである。したがって，現状ではヒ素の主要な担体として非晶質の酸水酸化鉄以外を想定する合理性はない。
5．堆積物のインキュベーション実験
As（III）と As（V）の溶解性の差について，天然の堆積物を用いた実験研究ではどのような傾向が認められるであろうか？堆積物を用いたインキュベーシ
ョン実験は，Dixit and Hering の実験とほぼ同時期に複数のグループが実施し，その結果を報告してい23）る。ここでは Islam et al.（2004） の結果を解説する（図 3）。本研究では，西ベンガル州のヒ素汚染地域で採取した砂質堆積物を用い，好気系 ; 嫌気系 ; 嫌
気系 + 酢酸添加（4 g/L）
; 滅菌堆積物 + 嫌気系 + 酢酸
添加（4 g/L），以上 4 種類の系を設定し結果を比較
28

図3

32）

32）

32）
32）
32）

32）

5）

‌
インド・西ベンガル州の地下水ヒ素汚染地域から採取された堆積物のインキュベーション実験結
果．
（a）酢酸ナトリウム 4 g/L 添加，嫌気環境で放置 ;（b）滅菌済堆積物を使用し，（a）の条件で放置．Fe，As 濃度は共存溶液に溶出した量を測定．
23）（Islam et al .（2004） より一部抜粋．）

している。その結果，ヒ素の溶出は，嫌気系と嫌気系 + 酢酸添加でのみ観測され，特に後者では顕著な溶出が認められた。また，鉄（II）イオンの溶出が，実験開始から約 10 日でプラトーに達しているのに対し，ヒ素の溶出が顕著なのは 20 日前後であった。
用いた堆積物中ヒ素の初期形態は主に As（V）であるのに対し，溶出したヒ素の形態は主に As（III）であり，酸水酸化鉄の溶解よりも As（V）の As（III）への還元の方がヒ素の溶出の必要条件であることを示唆

地球環境 Vol.22 No.1

25－34
（2017）している。
もう一つの重要な成果は，微生物反応がヒ素の溶出に強く影響していることを示した点である。酸水
酸化鉄の還元や As（V）の還元は，微生物反応を抑制
した系では観測されていない。インキュベーション実
験は，添加する有機物の種類によっても結果に多様性があるが，複数の実験で微生物反応の重要性が示
21）
，22）
，33）
34）
。Oremland and Stolz（2005）
唆されているは，図 4 に示した三つの微生物反応が，酸水酸化鉄
からのヒ素の脱着を支配していると指摘している。一つ目は，鉄還元細菌が Fe（III）を還元し，As（V）
を放出
するプロセスである。二つ目は，異化型ヒ酸還元菌（DARPs, dissimilatory arsenate-reducing procaryotes）
が固相表面において As
（V）
を As
（III）
に還元するプロ
セスである。三つめは，鉄還元能を有す DARPs（例えば Sulfurospirillum barnesii）の 働 き で，Fe（II）と As
（III）の両方が放出されるプロセスである。DARPs によるヒ素の可動化は，濃集場を拡散させるため，間接的なヒ素耐性機構として働いていると推定されている。天然においては，これら三つのメカニズムが同時に進行していると推定されている。
6．フローカラム実験系におけるヒ素溶出挙動

図4‌
微生物活動を介した嫌気性堆積物からのヒ素溶出
モデル．
（a）
Fe
（III）還元菌，（b）異化型 As（V）還
元菌，（c）鉄還元 - 異化型ヒ酸還元菌，の三種の働きが溶出に関わると考えられる．
Oremland and Stortz（2005） より引用 .
34）

堆積物を用いたインキュベーションは，（i）As（III）が As（V）よりも溶出しやすいこと，（ii）As（III）への還元は溶出の必要条件であることを示した。この傾向は，天然の観測と調和的であり，インキュベーションと純物質系吸着実験の間を埋めるアプロー
チが必要である（図 1）。そこで，2000 年代後半には，両者の中間的な系の室内実験が試行されてい18）
く。以下では，Herbel and Fendorf（2006） の実験を紹介する（図 5）。この実験のポイントは大きく

図 5 Herbel and Fendorf（2006） による実験の概要．
18）29

板井：鉱物−水系のヒ素分配四つある。①天然のフェリハイドライトの産状に近起するものである。
い状態を再現するため，フェリハイドライトをコー
テ ィ ン グ さ せ た 石 英 砂（FCS, ferrihydrite coated
7．堆積物への吸着実験sand）を用いたこと，②吸着実験と併せて脱着実験を実施して hysterisis を評価したこと，③バッチ実
最後に，堆積物へのバッチ吸着実験に着目する
験とカラム型フロー実験の両方を試行して反応速度（図 1）。筆者らは，バングラデシュ中東部で採取さに関わる要因を検討したこと，④働きの異なる微生れた沖積世堆積物への As（III）・As（V）の吸着実験
物を用いて酸水酸化鉄還元とヒ酸還元の相対的な重（pH: 7.3）を実施し，各々のみかけの Kd 値を算出し17）（V）の吸着量は As（III）のた（図 6） 。その結果，As要性を検討したこと，である。④では，具体的には
約 3 倍という結果が得られた。また，両化学種の見Fe（III）と As（V）の 両 方 を 還 元 す る Sulfospirillium
barnesii と，As
かけの Kd 値は，総 Fe 濃度と XAFS 分析により推定（V）の み を 還 元 す る Bacillus
benzoevorans が用いられている。
された鉄
（III）
水酸化物濃度に比例して上昇する傾向が認められた。Herbel らによる一連の実験よりはる
この研究は多様な実験からなるが，背景にある問かに単純な試験だが，汚染地域の観測とは調和的で題点を意識すると，重要な知見が多く含まれているある。これはどのように解釈すればよいだろうか。
ことが理解できる（図 5）。まず，FCS を使っても合成酸水酸化鉄と天然酸水酸化鉄との表面特性のAs（III）が As（V）よりも高い Kd を示すことが確認された点は重要である。しかし，吸着後の脱着実験
差は検討すべき要因かもしれない。例えば，天然の（pH7.2 のヒ素を含まない溶液による脱着試験。吸着
酸水酸化鉄は微生物作用で生成したもの（BIOS,
実験は三日，脱着実験は一日後の値）では，As（III）
biogenic iron oxides）が多いと考えられるが，BIOS
が As（V）
よりも多く脱着している。さらに，フローへの微量元素の吸着特性は合成酸水酸化鉄と異なる
38）
カラム実験でも，As（III）と As（V）をそれぞれ吸着ことが指摘されている 。Sowers らは，BIOS と合成フェリハイドライトの比較実験により，As（V）のさせた FCS 充填カラム間で比較すると，As（III）カラムの方が流出量が高いことが確かめられている。 対表面積当たりの吸着量は，BIOS の方が三倍程度大きいこと示した。しかし，As（III）に関しては両
この結果をまとめると，「As（III）は As（V）よりもよ
者で吸着性の差が認められておらず，同一条件ではく吸着するが，より動きやすい」と解釈せざるを得（III）を上回らない
BIOS に対する As（V）の Kd が Asない。このような現象を詳細に理解するには，見か39）ことも示されている 。BIOS を含め，固相中の不けの分配比だけでなく，吸着構造に着目した解析が純物がヒ素の吸着に及ぼす影響は今後も検証される重要であろう。表面錯体は，固相表面に直接配位し40），41）。
べき課題と思われる
た内圏型錯体と，溶媒分子やイオン対を介した弱い
Herbel らのカラム実験は，天然において，吸着・結合である外圏型錯体に大別できるが，As（III）は脱着速度や反応の非可逆性が重要なパラメーターでAs（V）と比較して外圏錯体を形成しやすく，弱い結合が支配的であるために流動性が高いという指摘も35），36）。
ある
この実験は，他にもさまざまな示唆的な結果を含んでいる。例えば，酸水酸化鉄の還元溶解は As（III）
・As（V）の溶出を促進すると考えられるが，Fe（II）濃度が高いほど，両ヒ素化学種の移動性はむしろ減少することを指摘している。これも意外な結果であり，高濃度の Fe（II）存在下でのヒ素固定機構
はよくわかっていない。Fe（III）を主体とする水酸化物が還元されると，菱鉄鉱やグリーンラストのような Fe（II）を含有する二次鉱物が生成し，ヒ素を固定しやすくなる可能性がある。また Fendorf らは，フェリハイドライトが針鉄鉱や磁鉄鉱へと再結晶化する過程がヒ素の固定に影響すると考察してい20），37）。
る
Herbel らの実験は，純物質系吸着実験の結果を天然と比較する際の注意点を示唆している。例え図 6 ‌Bangladesh 中東部のヒ素汚染帯水層から採取した堆積物に対する As（III），As（V）の分配係数とば，実験室で吸着反応を評価する際に，脱着挙動をFe（III）濃度の関係 . 分配係数は pH7.3 における同様に調べて可逆性を評価することは重要であろ吸着実験により評価 . Fe
（III）濃度は総 Fe に Feう。 こ れ は， ヒ 素 に 限 ら ず 汚 染 物 質 の reactive
K 吸収端 XANES から推定した酸化数を乗じて算transport model を構築する上で基礎的な問題を提出．
（Itai et al .（2010） のデータを使用．）
17）30

地球環境 Vol.22 No.1

ある可能性を示した。しかし，筆者らの実験は，より単純な機構が As（III）の高い溶解性を支配している可能性を示唆しており，さまざまな汚染地域で類似のアプローチを実施することが必要かもしれない。
8．おわりに本稿では，4 種類の室内実験を比較し，ヒ素の水－鉱物分配に関する研究経過を解説した。筆者の主観に基づき代表的な論文を取り上げて解説したが，各々について，近い年代に類似の実験が複数のグループで実施され，おおむね類似した結果が得られていることを付記しておく。
還元溶解型のヒ素汚染地下水の形成機構について，As（III）と As（V）の溶解性の差を生じる要因は研究者間の強い関心事項であったと思われる。関連して実施された室内実験の知見は，ヒ素の研究に限定 さ れ な い 示 唆 的 内 容 を 含 ん で い る。 例 え ば，Herbel らの実験において，平衡状態での固相への分配が大きい化学種がより速い脱着を示したのは興味深い。地下水中の微量元素の輸送速度を求める
際，地下水に対する遅れ係数は Kd の関数として評価されるが，吸脱着反応の速度差は帯水層中で吸着平衡を仮定することへの問題提起となる。また，脱着速度と吸着構造の関係なども，系統的に明らかにされるべき課題であろう。
アジア各地のヒ素汚染地下水発生地域では，非汚染帯水層からの地下水利用を一つの対策として採用している。一方で，非汚染帯水層からの大規模な地下水利用が汚染帯水層からのヒ素流入をもたらすこ42）とが懸念されており，予測研究が進んでいる 。しかし，ヒ素の分配に関する正しい理解がなければ，流入後のヒ素の挙動予測も困難であろう。水－鉱物系におけるヒ素研究が活発化してから既に 20 年ほど経過しているが，未だ基礎的な課題が残されているというのが筆者の認識である。
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板井

啓明／Takaaki ITAI

環境省・国立水俣病総合研究センター・主任研究員。2009 年広島大学理学部地球
惑星システム学専攻博士後期課程修了後，愛媛大学沿岸環境科学研究センター・助教，2012 年同専攻特任講師。2014 年からフランス国立科学研究センター客員研究員，2016 年より現職。専門は地球化学・環境化学。学位取得
まではヒ素による地下水汚染の発生機構に関する研究を推進
し，愛媛大学では微量元素による環境汚染について幅広い研究に従事。現在は水銀の生物地球化学的循環について，水銀
安定同位体比を用いた研究を進めている。

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