-10土壌の物理性
第 152 号

目

2022 年 11 月

次

巻頭言

成岡

市

...

1

Allen HUNT...

3

小林政広 · 宮本輝仁

...

7

...

9

...

25

篠宮佳樹

...

31

辰野宇大 · 濱本昌一郎 · 二瓶直登 · 西村 拓

...

39

小島悠揮

...

49

小島悠揮 · 濱本昌一郎 · 斎藤広隆 · 加藤千尋 · 森也寸志

...

53

...

57

会務報告

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

61

編集後記

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

65

150 号記念特集
メッセージ
What perspective will best lead soil physics into the future？
放射性物質特集論 文
Effects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy soil
T. KUBOTA, R. MASUDA, T. NISHIKIORI and S. FUJIMURA

解説

土壌中の放射性 Cs の挙動と粘土鉱物，土壌有機物の関係 — 廃棄物の最終処分に関連して —石川奈緒

森林総合研究所における森林内の放射性セシウムに関する最近の研究成果
土壌有機物が土壌中の Cs の移動に与える影響

資料「土壌の物理性」J-STAGE 登載後のアクセス統計報告

日本地球惑星科学連合 (JpGU) 2022 年大会 A-GE30 開催報告

日本地球惑星科学連合 (JpGU) 2022 年大会 A-HW24 開催報告
小林政広

①

②

③

④

表紙写真の説明①②③④「管理型最終処分場」
福島第一原子力発電所の事故に伴い発生した，放射性セシウム濃度が 8,000 Bq kg−1 以下の廃棄物は，廃棄物 3 m 以内の厚さに対して 50 cm 厚さの土壌層を設け，写真にあるような既存の管理型最終処分場に処分している．土壌層に粘土鉱物を混合することで放射性セシウムの溶出を防止することを目的として，土壌や粘土鉱物へのセシウム吸着実験を行った．詳しくは，今号掲載の解説「土壌中の放射性 Cs の挙動と粘土鉱物，土壌有機物の関係 — 廃棄物の最終処分に関連して —」をご参照下さい．
「コナラの当年枝試料を採取している様子」
福島原発事故で放出された放射性セシウムの影響により，シイタケ栽培に使われる “きのこ原木” の生産が停止した．原木の放射性セシウム濃度を伐らずに予測する手法を開発するために，コナラの当年枝を利用することを試みている．写真は，高枝切鋏などを用いてコナラの当年枝を採取している様子を撮影したものである（撮影者：阪田匡司氏）．詳しくは，今号掲載の解説「森林総合研究所における森林内の放射性セシウムに関する最近の研究成果」をご参照下さい．
「福島県飯館村内における土壌試料採取」
室内実験に使用する土壌として，福島県内の森林域における主要な土壌の１つである風化花崗岩土壌を採取した．東京電力福島第一原子力発電所事故で飛散した放射性セシウム 137（137 Cs）の試料への混入を抑えるため，137 Cs 濃度が比較的低い土壌深さ数十 cm 以深の土壌を採取した．採取土壌に対して
137 Cs 溶液を用いたカラム通水実験を行い，降雨時の土壌水の速い移動に伴う 137 Cs 移動や土壌有機物の影響について評価した．詳しくは，今号掲載の解説「土壌有機物が土壌中の Cs の移動に与える影響」
をご参照下さい．
「水田土壌からのカリウム溶脱を評価するための小型カラム試験装置」
水田において持続的な放射性セシウムの吸収抑制効果を得るためには，土壌中のカリウムの動態を把握し，効率的なカリウムの施肥技術を確立する必要がある．その一環として，浸透水の水質が土壌のカリ
ウム溶脱に及ぼす影響を評価するため，写真に示す小型カラム試験装置を用いて実験を行った．カラムのサイズは，内径 2.1 cm × 長さ 5 cm と親指サイズであるが，十分な再現性を有していることが確認された．詳しくは，今号掲載の論文「Effects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy
soil」をご参照下さい．

第 20 回（ 2022 年度）土壌物理学会賞（論文賞）選考結果
土壌物理学会

学会賞選考委員会
委員長

足立泰久

学会賞選考委員会として下記の論文を論文賞としてふさわしいと決定しました．

1．著者
坂口

敦

山口大学大学院創成科学研究科

辻卓弥

山口大学大学院創成科学研究科

藤井理樹

山口大学大学院創成科学研究科

荒木英樹

山口大学大学院創成科学研究科

高橋肇

山口大学大学院創成科学研究科

2．対象論文
水田転換畑における土壌の乾燥と気孔コンダクタンスを用いたダイズの水ストレスの関係の観測および観測時刻別モデル化，第 149 号, p. 3〜12，2021 .

3．推薦理由転作の推奨，さらには水田における輪作体系の確立などの観点から，ダイズの導入が注目されている．しかし，ダイズは湿害のみならず干害によっても収量が大きく変化するため，その根本にある乾燥時における圃場の水分管理を適確に行うことが求められる．本研
究では，精緻な観測とモデリングに基づき，ダイズの収量低下につながる乾燥ストレス状態について土壌水分吸引圧と作物の水分ストレスとの関係に着目した意欲的な取り組みが行われた．特に隣接する土壌水分条件を変えた 2 つの圃場において，詳細な実験を行い，複数のモデルの適用性を検討し，いずれのモデルにおいてもダイズの場合には 13 時に高い決定係数が得られるなど実用的に役立つ新しい知見を得ている．今後，さらに検討を進めることにより将来の複数年，複数圃場への応用に関するビジョンも期待できる．以上により，対象論文は第 20 回土壌物理学会賞（論文賞）に値するものと認め，ここに推薦する．
本結果は 2022 年 10 月 24 日に開催された評議員会にて承認され，受賞式が 2022 年 10 月 29 日に開催された大会でおこなわれました．

第 20 回（ 2022 年度）土壌物理学会賞（論文賞）選考結果
土壌物理学会

学会賞選考委員会
委員長

足立泰久

学会賞選考委員会として下記の論文を論文賞としてふさわしいと決定しました．

1．著者
岡

香菜子

岡山大学大学院環境生命科学研究科

Bui Thanh Long 岡山大学大学院環境生命科学研究科
森也寸志

岡山大学大学院環境生命科学研究科

大澤和敏

宇都宮大学農学部

干川明

特定非営利活動法人石西礁湖サンゴ礁基金

2．対象論文
不耕起栽培と人工マクロポア導入が石垣島サトウキビ畑における土壌保水と有機物蓄積へ与える効果，第 150 号, p.93〜103，2022.

3．推薦理由土壌侵食を抑制し炭素貯留を促進する不耕起栽培は，現在世界的に着目されている. 本論
文では，不耕起栽培に加えて，排水性を改善する人工マクロポアを組み合わせる農法を検討している．具体的には水食の深刻なサトウキビ畑において直径 1 cm 長さ 40 cm の竹繊維を 1 m 間隔で杭状に敷設することによって，保水性 · 排水性 · 炭素貯留効果 · 土壌流亡 ·表面流出を解析し，その改善効果を圃場調査と数値計算から検証している．さらに表層は
収穫後の残渣を意図的に残すことによる圃場管理が有効であることを水分保持特性と土壌流亡の視点から実証している．これらは不耕起栽培を導入した今後の土壌管理技術の展開に貢献する知見となる．以上により，対象論文は第 20 回土壌物理学会賞（論文賞）に値す
るものと認め，ここに推薦する．
本結果は 2022 年 10 月 24 日に開催された評議員会にて承認され，受賞式が 2022 年 10 月 29 日に開催された大会でおこなわれました．

第 20 回（ 2022 年度）土壌物理学会賞（ポスター賞）受賞者
土壌物理学会

学会賞選考委員会
委員長

足立泰久

開催日：2022 年 10 月 29 日
会

場：三重大学生物資源学部

以下の発表が会員および学会賞選考委員会の投票によりポスター賞に選ばれました．

⃝ 業 績：日本の土壌物理学研究の計量書誌学的解析
著 者：浅野珠里 · 小島悠揮 · 鈴木拓実 · 戸田武琉 ·TAY THENG MIN⃝ 業 績：機械学習を利用した干拓地土壌の水分予測
著 者：升田直希 · 平嶋雄太 · 宮本英揮
⃝ 業 績：準希薄系にある凝集した Na-モンモリロナイト懸濁液の沈降速度の解析
著 者：Li Jiawei, Katsuya Nakaishi, Yasuhisa Adachi⃝ 業 績：毛管力によって駆動される間隙スケールの浸潤過程
著 者：丸尾裕一 · 佐藤直人 · 野川健人 · 青木伸輔 · 登尾浩助
⃝ 業 績：中耕除草による土壌撹乱の頻度が気泡 · 拡散経路で排出されるメタンおよび亜酸化窒素に与える影響
著

者：浪江日和 · 島田かさね · 趙 双双 · 当真 要 · 石黒宗秀 · 波多野隆介

J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152, p. 1 ∼ 2 (2022)

今やろうと思っていたのに · · ·成岡

市1

1.「巻頭言」は旗振り
ここ十数年ほどの間に書かれた本誌「巻頭言」を振り返ってみると，たとえば「研究の成果を社会に還元する視点が弱い」（丸山利輔, 2022），「基礎的な研究分野の科学者が考える『科学』というものには，さらに普遍性や再現性に厳しい基準があるようだ」（吉田修一郎, 2019），「『たこつぼ』の中の精緻化をあわせて，『たこつぼ』が意味を持つ『文脈』の構成も同時に扱われないといけない」（澁澤 栄, 2006），「『研究の着想や発想』の楽しみはいつまでも持ち続けたい．（中略）土壌物理学の得意とする技に『測定』がある．（中略）綺麗な結果には科学の蘊奥があると主張する向きもあろうが，綺麗でない方に目がいってもよいではないか．そこに新しい何かがあると思えばこそ，である」（成
岡 市, 2006）などに目がとまる（我田引水あるのはご容赦ください）．
このような「巻頭言」は，本誌を上げたり下げたり，押したり引いたりしながら，若手研究者や初学者の背中を押し，価値観と意識を高揚させる旗振りということができるかもしれない．

2. 何気ない日常交流
一部屋 4 人制の学生寮にいたことがある．そこは「自啓寮」（じけいりょう）といい，宮沢賢治がかつて寮生として過ごしたことが現代を生きる者にとって誇らしい．学校の創立時は盛岡高等農林學校，今は岩手大学農学部と呼ばれ，2022 年７月１日に高等農林創立 120 周年記念式典が行われた．
プライバシーを論ずるよりも，寮内を飛び交う情報が多種多彩で，伝達速度が大きいメリットの方が秀でている．
試験問題の傾向と対策はもちろんのこと，指導教官や研究室に関する情報は学生にとって貴重で，研究室選択，卒論
テーマ設定，卒業後の進路検討などに関して頼りになった覚えがある．寮外生達がそれらを仕入れに訪れて来たものである．現在の一部屋１人制の学生寮とは隔世の時代だった．
また，獣医学を専攻する学生達との何気ない日常交流もあった．私には別世界の話題が並び，生命の不思議，家畜（産業動物）診療の秘訣，コンパニオン · アニマル（伴侶動物）の将来像などは，元気な獣医学生の人柄も重なって，私のその後につながる大きな刺激となった．
加えて記憶に残った話題がもう一つある．宮沢賢治も学んだとされる土壌学研究室の学生で，山登りが三度の飯よりも好きな東京生まれのタフガイ．私と数歳若い彼と明け方まで語り合った中で, 冬山の頂上近くで遭難者が発生した時の話題がある．救助隊は二次災害に十分注意を払いながら，深い積雪をラッセルして現場まで最短距離を登っていたという．一列縦隊の先頭は，数分のうちに汗が滴り落ち，息も絶え絶えになる．二番手は先頭の背中を引っ張り，最後尾に送り，隊の進行を続ける．最後尾につくと呼吸を整え次に備えることができる．隊が現場に到着するまでそれが繰り返される．この様子をみて，タフガイの彼は「研究分野の世界でも同じようなことがあるのではないか？」と思ったようだった．つまり「（救助隊の）目的，使命，姿勢，先頭者の役割とそれに続く二番手，三番手 · · · 」の話
題は，「豊富な物量 · 資金，優れた分析機器，優秀な研究グループ，研究課題の理解者（支援者）が揃っていたとしても，十分満足な研究成果を生み出すことが可能かどうか？」ということになる．いきなり精神論のようで恐縮だが，かなりの含蓄があった．

3. 研究者は皆同じ，一緒だよ故岩田進午さんは，かつて「研究者同士には，国籍の違い，性差，年齢差，地位の差などはないと思う．お互い『○○さん』と呼び合うことも必要だね．僕は向こうで Shingo と呼び捨てだよ」と岩田流研究者像を説いてくれた．ケー
スバイケースはあると思うが，私はできる限りそれに近い価値観を持ち続けていたい．
北海道大学土壌学の波多野隆介さんが，当時の文部省在外研究員としてオランダのワーゲニンゲンに滞在中の出来事がある（ご本人からお許しをいただいているので実名で紹介）．私は，たまたま「土壌構造 / 土壌生物相の相互関係に関する研究方法」（1991）の研究会出席のために初めての欧州旅行地となるワーゲニンゲンにいた．そこで，波多野さんの受け入れ担当だったボウマ（Johan Bouma; Wageningen University）に会うことができた．当時名実ともに全盛期を迎えていた世界的土壌学者「J. ボウマ」である．岩田さんが彼を筑波の農工研へ招聘した時に初めての挨拶を
1(株) 三祐コンサルタンツ

土壌の物理性

2

第 152 号

(2022)

して以来の再会である．ワーゲニンゲンでは，研究会だけでなくエクスカーションも行われた．その間，欧州各国の研究者が多忙なボウマさんに対してニコニコしながら「先日はどうもありがとう！」と親しい隣人同士の挨拶のような様子があった．交わされる言葉には「時間と距離」のいずれも短い。ボウマさんは，波多野一家がワーゲニンゲンに落ち着いてから帰国するまで，引っ越し荷物の搬送も含めて，カウンターパート役の一切合切を引き受けていたようである．このボウマさんの人柄と行動力に素直な感動を覚えたのだが，驚きの中には地球の裏側からはるばる出かけて行った者が感じる羨望が加わっていたかもしれない．これは 30 年ほど前の出来事だったが，最近の論文（Rattan

Lal ほか, 2021）では，ボウマさんや波多野さんを含む 21 名の著者の中に日本人研究者が連名参加となっていることから，オランダでのあの出来事は隔世のことだったのだろう．

4. 今やろうと思っていたのに · · ·土壌物理学会編集委員会が「土壌の物理性」創刊 150 号（2022）に大変興味深い企画を掲載している．
宮本輝仁編集委員長は 3 つの目玉企画があると説明していて，とくに「みんなのミニレビュー」（著者 72 名）は面
白い．届けられた冊子は厚く · 重くなっているので，印刷 · 郵送経費が学会予算を圧迫するのではないかと少々の心配をしたが，全国気鋭の土壌物理学研究者がどのような方向をみているのかを俯瞰することができる．72 名の中には，自らの研究の最終点が見えてきたようだと独白する一流研究者，学位請求論文の延長線上を走り続ける粘り強い研究者，新しい課題に果敢に取り組む研究者 · · · が名を連ねている．
私自身が生涯の課題と信じている（?）土壌構造研究は，上述の 2 番手の分類にあたるだろう．あるとき米国の研究者から「この研究は何年掛かっていますか？」と尋ねられたことがある．
「ほぼ十年かかっています」と応えたところ，「我が国では，必要な研究費の獲得努力をして，研究グループを組織できれば，数年で結論を出しますよ」と助言されたことがあった．しかしながらこれは，研究着手から今日まで通算 40 年も掛かっている筋金入りの「亀速」となってしまった．
今やろうと思っていたのに · · · ，の心境を突破できるのはいつのことになるのだろうか．

引用文献

土壌物理学会編集委員会編 (2022): みんなのミニレビュー, 土壌の物理性, 150: 23–83.
丸山利輔 (2022): 土壌物理学会の今後の発展に向けて, 土壌の物理性, 150: 1–2.

Narioka, Ｈ. (1991): Microcirculation network by tubular-pore in soils, Abstract of International Workshop on“Method of Researchon Soil Structure/Soil Biota Interrelationships”, International Agricultural Center, Wageningen, The Netherlands.
成岡 市 (2006): （日本の）土壌物理学は，「未完成」であるがゆえに · · · , 土壌の物理性, 103: 1–2.

Rattan Lal ほか 20 名 (2021): Soils and sustainable development goals of the United Nations: An International Union of Soil
Sciences perspective, Geoderma Regional, 25: e00398, Elsevier.
澁澤 栄 (2006): 「ばらつき」の科学と技術, 土壌の物理性, 104: 1–3．
吉田修一郎 (2019): 良い土の科学, 土壌の物理性, 141: 1–2.

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J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152, p.3 ∼ 6 (2022)

What perspective will best lead soil physics into the future?
Allen HUNT

Because so many issues facing humanity (food security, fresh water, nutrient management, energy reserves, climatechange, recycling and decay, etc.) are connected to soil preservation and health (Janzen et al., 2011), these authors argue
that fundamental understanding of soil is necessary: “The place to start is knowing soil.” But knowing soil physics is
critical to knowing soil. In the context of a network model of soil and percolation properties of networks, one can learn
how to predict the water balance (cycle) from optimizing the productivity of the plants (Hunt et al., 2021a) along a climate
gradient. In order to optimize plant productivity, one must be able to relate it to how plant growth and soil depth dependon the fundamental hydrologic ﬂuxes. The result then links climate change, water, food, nutrients, and energy, ﬁve of theeight issues presented, as well as ecosystem adaptation.
Unfortunately, the soil physics curriculum does not contain the physics required to understand these developments.
Relatedly, soil physicists face an identity crisis (Hunt et al., 2013a), requiring a paradigm shift (Hunt et al., 2021b). The
curriculum in place, based on a simple mental picture, is unsuited to the medium we study. Soils are not continua, butphysical networks, while capillary bundle models breed misconceptions. Soil networks underpin the biological networks
that operate over them (Hunt and Manzoni, 2016). That soils are not homogeneous was emphasized by Nielsen et al.
(1973), but the unsuitability of capillary bundles was already noted by Fatt (1956). Whatever connectivity/tortuosity
corrections get pasted on to capillary bundles, they are unrelated to the properties of any natural network. Abandoning
these two concepts presents the greatest intellectual challenge to the discipline.
Are soils really heterogeneous? Evaluations are typically based on appearance. However, heterogeneity itself needs
to be assessed within a network model, in which the network links represent the difﬁculty of movement of water fromone pore to the next. With typical ranges of pore sizes covering a couple orders of magnitude, Poiseuille’s law generates
6, or even 8, orders of magnitude (a factor of one hundred million) of local hydraulic resistance values, which is large
heterogeneity. Tortuosity and connectivity become network properties; heterogeneity in local ﬂow/transport coefﬁcientsis balanced by ﬁnding much longer connected paths that avoid the blockages.
To proceed, we must ﬁrst replace continuum models by network models (thereby eliminating any need for capillarybundles); the fundamental soil physics quantities and any scale-dependence they may exhibit, must then be obtained
directly from the networks. Then we need to be aware of the limitations of our available tools. According to user’s
manuals (e.g., Hunt and Sahimi, 2017), stochastic methods (perturbation theory) can address only small heterogeneity, theeffective-medium approximation can handle small to moderate heterogeneity, and percolation theory (PT) can be adapted
to all ranges of heterogeneity, but is exact in the limit of large heterogeneity. Given that PT has a consistent and systematic
treatment of the variation in local geometry together with quantitative descriptions of the scale dependence of properties
like tortuosity and connectivity, it offers what we need. Further, the salient point of applying PT to heterogeneous materials
is that it quantiﬁes the tendency of water to follow paths of least resistance.
What do we gain from PT applied to network models? Its fundamental advantage is that it transforms a disorganized
study into a science. How it does so, is outlined in part:• It clariﬁes that average values of ﬂow (or conduction) properties have a relationship with observed (effective)
quantities only in speciﬁc two-dimensional (2D) cases; but in 2D, a grain-supported medium permits no ﬂow,
• It eliminates internal contradictions in formulae (Hunt, 2004a), e.g., between the treatment of pore-size effects andconnectivity. These contradictions render the van Genuchten (1980)1 (vG) and related formulations unscientiﬁc
Department of Physics and Department of Earth & Environmental Sciences, Wright State University, Dayton, OH 45435, USA.
1 By using the capillary bundle model with its averaging, vG effectively assumes a residual moisture content of zero, but in its connectivity/tortuosity
correction, it makes this parameter adjustable.

4

土壌の物理性第 152 号

(2022)(with such internal contradictions, ﬂexibility is maximized, but predictability is sacriﬁced and the impossible isallowed),• It uniﬁes interpretations of, e.g., residual water across properties,• It unites understanding of properties,• It places the theory of connectivity/tortuosity on solid footing and allows simultaneous assessment of the effects
of geometry (pore size/shape/roughness) and topology (connectivity/tortuosity) on each property individually,• It makes actual predictions possible,• It reduces uncertainty in inverse modeling and in interpretation of measurement,• By clarifying differences between heterogeneous media and homogeneous media, the distinctions between living
and non-living media become clearer as well,• It can change the perspective of a ﬁeld as being too complex for solution, to one which offers soluble problems, if
addressed logically.
A few further speciﬁc examples for which PT has generated predictive understanding:• Prediction of hysteresis in pressure saturation curves using particle-size information and an inference of the critical
moisture content for percolation (Hunt, 2004b),• Understanding (Hunt et al., 2013b) of the nearly universal behavior expressed across saturation dependences of air
permeability, electrical conductivity, and solute and gas diffusion, since these reﬂect the universal connectivity andtortuosity properties of connected paths through random networks near the percolation threshold (for either wetting
or nonwetting component),• Understanding of how experimental uncertainties (dissolution of ions, contact resistances, etc.) can obscure such
universality (Ewing and Hunt, 2006),• Predicting entire solute arrival time distributions accurately with no adjustable parameters (Ghanbarian-Alavijeh
et al., 2012),• Predicting soil depth from decades to 150 Myr (Hunt et al., 2021c) as a function of the inﬁltration ﬂux, time, andparent material. This advance effectively gives functional form to Jenny’s soil formation factors for the ﬁrst time
(multiple examples),• Developing a model which explains both the spatial variability and the time dependence from minutes to 100 kyrof vegetation growth (Hunt et al., 2020; Hunt et al., 2021c).

I believe that it is not the models themselves, but the adaptation of soil physics thought to their lack of success, whichis the most serious problem facing our ﬁeld. In this way, soil physics seems to me to foster a culture of followers at theexpense of critical thinking. For the chief recommendation of the continuum models and constitutive relations used isthat everybody uses them (see, e.g., the vG model above), and the chief criticisms, that they lack physical basis (treatmentof connectivity issues) and do not work, are downplayed by the argument that no models work, or that the subject is toocomplicated to address. With such a foundation, a discipline will not thrive.
In an effort to increase its relevance, soil physics has allied itself with hydrology. But both disciplines eschew theory: “different men know, or think they know, different things. [the picture] becomes more distorted with increasing
dependence on theory.” (Cline, 1961, “The changing model of soil”) “In physics, it is possible to distinguish between
a successful theory and an unsuccessful one. Hydrology is different; every perspective is equally valid.” (Frontiers inHydrology 2022 conference attendee, 6/22/2022). Denial of the fundamental physical nature of ﬂow and transport inporous media is unhelpful. Falsiﬁable predictions can be made. But bases for derivations of soil physics include: 1)
maximizing ﬂexibility, 2) maximizing ease of computation in a continuum model. These are not strategies that ensure
reliable means of relating a model to observation. And the less said about the situation in hydrology, the better; model
results are typically irreproducible (Hutton et al., 2016)!
Understanding the limitations of continuum models is furthered by examining when they work best. Of course, continuum models for heterogeneous systems perform optimally when discretized at the pore-scale. However, these are the
network equations considered.
The dwindling research support for fundamental soil physics in recent decades may be related to the above difﬁculties.
Soil physics has maintained a strong footprint in applied problems, but success in advancing understanding with its

メッセージ5

traditional playbook has been rare. It has frequently been asserted that, as the 20th Century was the century of physics,
the 21st Century will be the century of biology. In particular, biological networks in soils and the critical zone are now adominant (emergent) topic. But the network approach to soil physics is highly productive in linking soils with biology.
Why did soil physicists not adopt percolation techniques, when chemical and petroleum engineers like Muhammad
Sahimi (1993) have been able to exclaim that there is scarcely a problem in porous media which is not based on PT?
Michael Pollak (obituary in Physics Today, Castro-Neto et al., 2019) applied PT techniques in 1971 to ﬁnd the connected
conducting paths through amorphous semiconductors with the lowest cumulative resistance and thus their electrical conductivity. It is not surprising then that soil physicists like Nielsen did not adopt a method of calculating effective propertiesof disordered media, which was ﬁrst employed in the physics literature only two years before the seminal paper. My personal history explains why I made the connection. Michael Pollak was my dissertation advisor in physics. In the 1990’s I
began a transition from physics to soil physics, working with Zbigniew Kabala on stochastic subsurface hydrology (SSH).
While I understood that SSH is a perturbative theory, I knew that PT takes into account heterogeneity to inﬁnite order,
with results that are exact near the percolation threshold, or, equivalently, in the limit of large heterogeneity, since in thatcase, dominant ﬂow paths are always near the percolation threshold. This history is consistent with Wilford Gardner’s(2009) assessment that advances in soil physics will come from those who obtained graduate degrees in physics.
Before closing, it should be mentioned that an entire range of problems, such as nonlinear processes in the unsaturated
zone, may be better served by using network models on account of the sensitivity to small changes in initial conditions
and model parameters. Chaotic signals tend to be hidden in continuum approximations. Understanding how long a
deterministic chaotic model may inform predictions will also require the higher degree of accuracy conferred by use ofdifference, rather than differential, equations. As noted by Sivapalan (2005), hydrology lacks a central theory. I do notforesee such development in the near future, but any model change which can improve treatments of both nonlinearity
and chaos as well as heterogeneity, as would be accomplished here, has as good a chance as any to bring us further onsuch a path.

References
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Cline, L. (1961): The changing model of soil. Soil Sci. Soc. Am. Proc., 25: 442–446,
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Ewing, R.P. and Hunt, A.G. (2006): Dependence of the electrical conductivity on saturation in real porous media. Vadose Zone J.,
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Ghanbarian-Alavijeh, B., Skinner, T.E. and Hunt, A.G. (2012): Saturation dependence of dispersion in porous media. Phys. Rev. E,
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Hunt, A.G. (2004a): Comparing van Genuchten and percolation theoretical formulations of the hydraulic properties of unsaturated
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土壌の物理性

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第 152 号

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J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152, p. 7 ∼ 8 (2022)

放射性物質特集の企画にあたって
小林政広 1 · 宮本輝仁 22011 年 3 月の東京電力福島第一原子力発電所事故（福島原発事故）の発生から 10 年以上の歳月が経過した．大気中に放出された放射性物質が福島県を中心とする東日本の広範囲を汚染し，地域に暮らす人々の多くが住み慣れた場所で生活，生産ができなくなるという事態が生じた．半減期の長い放射性セシウムによる汚染を受けた農地や森林では，水稲，野菜，キノコ，山菜などが食品の放射性セシウム基準値を超過し，作付けや出荷が制限された．行政により住居周りおよび農地の表土を剥ぐ方法による除染が行われるとともに，カリウム施肥による水稲への放射性セシウ
ムの吸収抑制対策が推し進められた．林地については汚染域全体を対象とする除染は行われていない．
農学や環境科学に携わる研究者にとっては，自国の広大な土地が放射性物質汚染を受けるという深刻な問題が突然目の前に現れ，社会の危機的状況に対して研究者は何ができるのかを問われることとなった．これは自分の仕事なのだと思いつつも，放射性物質についてはほぼ高校物理の知識しかなく，何日もひたすら放射性物質について WEB 検
索するしかない日々を送った筆者と同様の経験をした人も多かったと思う．とにかく自分ができることをやろう，から始まり，長く現場に通っている土壌物理学会会員も多い．一方，水稲と麦の放射性セシウム濃度を 50 年以上に亘ってモニタリングする取り組みなど，環境中の放射性物質動態に関する国内での知識と技術の地道な蓄積があり，福島
原発事故への迅速な対応にきわめて大きな貢献をしたことも改めて認識しておきたい．
土壌物理学会では，福島原発事故による農地や森林の放射性物質汚染を重要な問題と位置付け，2013 年の第 55 回
大会では「放射性物質問題 — 土壌物理に求められること —」，2016 年の第 58 回大会では「福島放射性物質汚染の現状と課題」と題して 2 回のシンポジウムを企画した．これらを通じて，放射性セシウムは一部の粘土鉱物に強く捕捉され，地表に到達した後は土壌の表層に留まる傾向があることが一般的な知識として共有され，適切な量のカリウム施肥により水稲等の農作物への放射性セシウム吸収を抑制できることがそのメカニズムとともに解説された．また，汚染された表層土を現地の下層に埋設するなど，科学的知見に基づき営農再開に寄り沿うコンパクトな対策の取り組
みについても紹介された．除染が行われない森林については，沈着した放射性セシウムが土壌表層に集積しており系
外への流出は限定的であること，キノコ原木となる樹木への根を通じた吸収の実態解明が課題であることなどが解説された．
福島原発事故による放射性物質汚染の問題を将来に渡る重要テーマと位置付け，本特集はこれら 2 回のシンポジウ
ムと連続する企画として計画した．福島原発事故後 10 年以上が経ち，土壌有機物の役割や灌漑用水水質の影響などに関わる新しい知見も得られてきた．また，10 年間の継続的な観測により明らかとなってきたこともある．このような，長い年月をかけて解明された放射性物質の動態等に関する研究成果を学会員と共有することは，今後のさらなる研究発展に向けて重要なことと考える．本特集では，以下の内容を予定している．

• 土壌有機物が土壌中の Cs の移動に与える影響• 土壌中の放射性 Cs の挙動と粘土鉱物，土壌有機物の関係• 森林内の放射性セシウムに関する最近の研究成果• 水田土壌の交換性カリウムへの用水の水質の影響• 農地除染の空間線量低減に与える効果• 水田における放射性セシウム拡散の実態解明• 農地境界領域における空間線量率の UAV による観測
福島県では営農が再開できていない農地，しいたけ原木の出荷ができない林地が現在も大きな面積で存在する．
137 Cs が壊変して半減するまでにはさらに 20 年の年月を要し，担い手の減少という従来からの課題もある．被災地域

1 Forestry and forest Products Research Institute, Forest Research and Management Organization, Matsunosato 1, Tsukuba, Ibaraki, 305-8687, Japan.

Corresponding author: 小林政広, 森林研究 · 整備機構 森林総合研究所

2 Institute for Rural Engineering, National Agriculture and Food Research Organization, 2-1-6 Kannondai, Tsukuba, Ibaraki 305-8609, Japan. 農研機構

農村工学研究部門

8

土壌の物理性第 152 号

(2022)の復興を支えるため，引き続き土壌中の放射性セシウム動態に関する研究を深化し，対策技術の開発を進める必要がある．本特集が将来の取り組みにつながることを願う．

J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152 p.9 ∼ 23 (2022)

Effects of inﬂuent water quality on potassium
leaching from paddy soil

Tomijiro KUBOTA1 , Ryoichi MASUDA2 , Tatsuhiro NISHIKIORI3 , Shigeto FUJIMURA3

Abstract: Additional potassium (K) fertilization, a practice undertaken to reduce the absorption of radioactive cesium (Cs) by rice in paddy ﬁelds where radioactive Cs was
deposited, is gradually being discontinued owing to costissues. Understanding the dynamics of K in paddy ﬁelds
and establishing a reliable and efﬁcient K fertilization technique is necessary to continue reducing the absorption ofradioactive Cs by paddy rice. Therefore, to help understand the factors that cause K leaching from paddy soils
and the effect of K supply by irrigation water, we used acompact thumb-size column (diameter 2.1 cm × length 5cm) and examined the K leaching from paddy soil following inﬂuents of different concentrations and cation composition ratios. The test soil (ﬁne-grained ordinary lowland
paddy soil) was collected from a paddy plot that received
additional potassium application. The coefﬁcients of variation during soil ﬁlling of the columns were less than 2 %on average and approximately 6 % for soil exchangeable
K in the column tests, with sufﬁcient reproducibility. The
equilibrium content of soil exchangeable K formed after
water percolation was determined by the concentration ofK+ and the composition ratio of major cations — K, Na,
Ca, and Mg — in inﬂuent water. The potassium adsorption ratio (PAR) of inﬂuent water was a valid indicator of
K leaching. The effects of ion species on K leaching werein the order Mg2+ > Ca2+ > Na+ based on a 1 mmol L−1change in their concentration and Ca2+ > Mg2+ > Na+based on a 10 % change in their concentration, with divalent cations having a greater effect and Na+ having asmaller effect.
Key Words : potassium leaching, thumb-size column test,
PAR (potassium adsorption ratio), irrigation water quality,
paddy soil

1. Introduction
The accident at the Tokyo Electric Power Company
1 Institute for Rural Engineering, National Agriculture and Food Research

Organization (NARO), 2-1-6 Kannondai, Tsukuba, Ibaraki, 305-8609,
JAPAN. Corresponding author: Tomijiro KUBOTA
2 Former NARO.
3 Agricultural Radiation Research Center, Tohoku Agricultural ResearchCenter, NARO, 50 Harajukuminami, Arai, Fukushima, Fukushima, 9602156, Japan.
2022 年 7 月 31 日受稿 2022 年 10 月 31 日受理

Holdings’ Fukushima Daiichi Nuclear Power Station
caused by the Great East Japan Earthquake and subsequent tsunami in March 2011 resulted in the release oflarge amounts of radioactive materials. In farmland whereabsorption of radioactive materials by crops was a concern, an additional application of potassium (K) fertilizer
effectively reduced radioactive Cs concentrations in rice
plants (Fujimura et al., 2013) and supplemental K application was initiated in 2012. As a result, the quantity ofbrown rice exceeding the food standard for radioactive Cs
content has greatly reduced since 2012, and a signiﬁcanteffect of additional K fertilization on the reduction has
been conﬁrmed. However, starting in 2015, trials began to
discontinue additional K applications due to high expenditures, and since 2016, an increasing number of regions
have gradually discontinued additional K applications (Fujimura, 2021). Therefore, establishing a reliable and efﬁcient K fertilization technique is required for rice cultivation, and understanding the dynamics of K in the soil is a
critical issue.
The migration of K in the soil is affected mainly bycation exchange and selective adsorption by some clay
minerals. Cation exchange was identiﬁed in the late 1800s
as a phenomenon in which bases of alkali salts, including K
in soils, were exchanged and transferred primarily throughthe negative charge possessed by clay particles (Johnston
et al., 2016). Thus, K migration is closely related to the dynamics of other major cations. The magnitude of the relative cation selectivity of clays is affected by the ionic radius
and the amount of charge per ion, which is known experimentally to be in the order Cs+ > Rb+ > K+ ∼
= NH+
4 >
+
+
Na > Li for the monovalent cations (Bolt et al., 1978).
Additionally, 2:1 type layered silicate minerals, such as
illite and vermiculite, are highly selective for K+ , alongwith Cs+ , Rb+ , and NH+
4 (Sawhney, 1972; Goulding,1987), which also affects K mobility. These ions withsmall ionization and relatively large ionic radii are easily
dehydrated and adsorbed as naked ions to be sandwiched

10

土壌の物理性between the unit layers of 2:1 type layered silicates (Wada,
1997). However, because soils are mostly mixtures ofmany clay minerals and contain many cations, it is generally difﬁcult to describe the dynamics of ions in a rigorous theoretical or experimental manner (Evangelou andPhillips, 2005). Furthermore, the migration of K in theform of clay colloids and the ionic form has been pointedout (Brouder et al., 2021).
Some studies on the soils of upland ﬁelds have investigated the effect of the quality of irrigation water onsoil K leaching (Kolahchi and Jalali, 2007; Jalali and
Merrikhpour, 2007; Heidari and Jalali, 2016). However,studies on K leaching in paddy soils have been scarce until
recently.
The content of exchangeable K in soil signiﬁcantly
affects the radioactive Cs concentration in brown rice.
Therefore, among studies related to Fukushima, studies on
K balance in paddy ﬁelds, including studies on K supply
by irrigation water and leaching by percolation, have been
conducted in recent years. Nishikiori et al. (2020) measured the K balance, including the K supply from irrigationwater and K leaching to the subsurface, in a paddy ﬁeld located on an alluvial river site with a considerable level of
percolation. They found that K leaching was greater when
there was excessive irrigation water.
In cooperation with ﬁve prefectural agricultural experiment stations in Japan, the National Agriculture andFood Research Organization (NARO) compiled guidelines(NARO, 2021) for applying K in paddy rice based on the
K balance of paddy soils to promote appropriate K fertilization in paddy ﬁelds. According to the report, the presence or absence of return of rice straw has a decisive effecton the K balance. If the rice straw is returned, it almost
compensates for the amount of K carried out by harvest;
therefore, the K balance of the paddy ﬁeld will not become
negative due to fertilization and supply from irrigation water. Here, the amount of K supplied by the irrigation water
was assumed to be approximately 15 kg ha−1 when the K+
concentration in the irrigation water was 2.5 mg L−1 .
As mentioned above, the dynamics of K in agriculturallands, including the quantity of K supplied through water, has been a focus of research in recent years. It can be
expected that differences in the quality of irrigation wateror water inﬁltrating into the soil would affect K leaching.
However, few studies have quantitatively evaluated the effect of water quality on the dynamics of K in paddy soils.
Therefore, in this study, we attempted to investigate therelationships between various inﬂuent water qualities andresponses of K leaching by using compact thumb-size column experiments. We ﬁrst examined the effects of different concentrations of major cations in the inﬂuent wa-

第 152 号（2022）

ter on the leaching of K from paddy soils. Subsequently,
we hypothesized that the K+ concentration of inﬂuent andthe composition ratio of the major cations would affect theleaching. The potassium adsorption ratio (PAR) was used
as an indicator to test this hypothesis.
In addition, leaching tests were conducted using thumbsize columns. Column sizes used in similar studies varied;for example, 5 cm in diameter (D) × 20–50 cm in length(L) (Matsukawa and Nakano, 1992), 4.9 cm (D) × 14 cm(L) (Matsukawa et al., 1996), 14.6 cm (D) × 60 cm (L)(Li et al., 1994), 2 cm (D) × 15 cm (L) (Colombani et al.,2015), and 5 cm (D) × 20 cm (L) (Li et al., 2013). In
recent years, the International Organization for Standardization (ISO) has promoted the international standardization of the “Up-ﬂow percolation test” (ISO, 2019). This
standard is primarily intended to evaluate the leaching ofcontaminants. However, inorganic ions such as Ca2+ andCl− were also evaluated by Yasutaka et al. (2017). In thatstandard, the column size is speciﬁed as D 5–10 cm and
L 30 ± 5 cm. As described above, column diameters ofapproximately 5–10 cm and 15–30 cm lengths are often
used. If the required results can be obtained, the smaller
the column, the more labor-saving the experiment can be.
In this study, we attempted to use a column with a compact
size of 2.1 cm (D) × 5 cm (L) and examined the method’s
reproducibility.

2. Potassium adsorption ratio (PAR) andits characteristics
It is important to avoid sodium (Na) hazard that causes
salt damage and reduces permeability due to soil particle
dispersion in irrigated agriculture in arid and semi-arid regions. Therefore, the sodium adsorption ratio (SAR) has
been deﬁned and widely used as an indicator of the risk ofirrigation water (USDA, 1954).
SAR = √

[Na+ ][Ca2+ ] + [Mg2+ ](1)

where [Na+ ], [Ca2+ ], and [Mg2+ ] are the concentrations ofeach ion (mol L−1 ). Using irrigation water with high SAR
promotes the leaching of Ca2+ , Mg2+ , K+ , and phosphorus from the soil and affects groundwater quality (Jalali
and Merrikhpour, 2007). Sposito and Mattigod (1977)
examined the theoretical chemical basis for the potential
SAR of water in exchange equilibrium with soil and foundthat the Gapon cation exchange equilibrium constant is thechemical basis for the SAR.
Similar to Na+ , K+ , one of the major monovalentcations, can cause harmful effects when presentin excess;論文：Effects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy soil

however, its effects are weaker than that of Na+ . Therefore, as an indicator, PAR was deﬁned similarly to SAR,
with Na+ replaced by K+ (USDA, 1954).
PAR = √

[K+ ][Ca2+ ] + [Mg2+ ](2)

The characteristics of this equation as an indicator of theeffect of K in irrigation water are that it ignores the effect of
Na+ , does not make a chemical distinction between Ca2+and Mg2+ , and reﬂects the effect of concentration as wellas composition ratio. Assuming a solution with a constantcomposition ratio of cations, PAR is proportional to thesquare root of the [K+ ].
The PAR of the soil solution reﬂects the amount of K
adsorbed on the exchange surface of clay and soil organic
matter, which may be an explanatory factor for aggregation and dispersion within the soil. Shainberg et al. (1987)
studied the effect of PAR, among other indicators, on thedecrease in hydraulic conductivity. The PAR has also been
examined as a factor explaining its effectiveness as a water
quality indicator for assessing the irrigation history of agricultural land and groundwater environments. Smiles andSmith (2004) examined the PAR (called KAR in the paper)of soil solutions in agricultural land irrigated with piggery
efﬂuent and showed that PAR is a good indicator of the effect of irrigation with piggery efﬂuent. Grifﬁoen (2001) investigated the effect of fertilizer application to agriculturalland on groundwater quality and showed that the behaviorof K is explained well using PAR at near neutral pH, where
the major cations in the groundwater are divalent.
Parameters similar to SAR and PAR are found in many
theoretical ion exchange equations (Bresler et al., 1982).
Unlike those parameters, however, SAR and PAR are expressed in terms of ion concentration, not ion activity.
Therefore, they do not consider the reduction of free ionsdue to the formation of complexes. In a case study using the K adsorption ratio of soil solution and considering
the ionic activity, Ramamoorthy and Paliwal (1965) studied the availability of soil K when applied to paddy rice
grown in 40 soils with different properties in India. They
found a correlation between the potassium adsorption ratio
and crop response in many districts, considering the ionicactivity.
A parameter similar to PAR was used in the study of the
Q/I relationship. The Q/I relationship quantiﬁes the relationship between the K intensity factor (factor I) and K
absorption/release by the soil (factor Q), using factor I as
the activity
ratio of ion pairs of K+ and Ca2+ + Mg2+ , i.e.,√
aK+ / (aCa2+ + aMg2+ ) (Beckett, 1964a). Speciﬁcally, theQ/I relationship examines the change in soil potassium absorption relative to the factor I of the solution by reacting

11

a 0.01 M CaCl2 solution with several levels of K concentration and soil at a constant solid-liquid ratio and for aconstant time (Eguchi et al., 2017). If the activity ratio offactor I can be regarded as proportional to the concentration ratio, it is isomorphic to PAR when replaced by the√concentration ratio[K+ ]/ ([Ca2+ ] + [Mg2+ ]) (Evangelou
et al., 1986).
Using the concentration of K+ in the inﬂuent and thecomposition of K in the major cations as multiple explanatory variables may easily explain the K leaching. However,in this study, we would like to reduce the number of explanatory variables and concentrate on PAR as a simpler
indicator to grasp the phenomenon and explain the leaching and accumulation of soil exchangeable K.

3. Materials and methods
3.1 Test soil
The test soil samples were collected from paddy ﬁeld
soil in Matsukawa, Fukushima City, Fukushima Prefecture, and passed through a 2 mm diameter sieve after airdrying. The soil is classiﬁed as ﬁne-grained ordinary lowland paddy soil (NARO, 2019). The plot where the test
soil was taken had been fertilized with additional K to reduce the absorption of radioactive Cs, and the soil was
sampled early in the season after rice planting. In addition, rice straw return was practiced in the plot. The parent
material of the soil is tuffaceous sandstone and siltstone,
called the Matsukawa Formation, a late Miocene or early
Pliocene terrestrial-water stratiﬁed sediment (Yoshida etal., 1983; Sakaguchi, 1995). The distribution area of the
Matsukawa Formation is surrounded by granodiorite zones
formed during the Paleogene, which inﬂuences its characteristics. The physicochemical properties of the test soil
and its mineral composition are shown in Table 1. The
mineral composition of the test soil is rich in kaolinite andcontains some 2:1 type clay minerals such as smectite, vermiculite, and illite.
3.2 Overview of experimental methods
Three different experiments were conducted in thisstudy. This section focuses on matters common to all threeexperiments, and the speciﬁcs of each experiment are described in Section 3.3.
The apparatus used in the experiments is shown in Fig.
1. A small thumb-sized soil column (2.1 cm in diameter,
5.0 cm in length, and 17.3 cm3 in volume) was used forthe soil column tests. The cylindrical acrylic column was
carefully ﬁlled to ensure uniform ﬁlling of the test soil.
The difference in mass between the empty and ﬁlled column was measured during ﬁlling, and the dry bulk density
was calculated. The dry bulk density value was determined

土壌の物理性

12

第 152 号（2022）

Table 1 Physical and chemical properties of the test soil.
Attribute

Description

pH (H2 O)

6.0

Soil-water extracts at 1:5

EC0.09 (dS m−1 )Soil-water extracts at 1:5

CEC

17.6 (cmolc kg−1 )Shaking extraction method (10 % KCl)

Exchangeable Ca (CaO)

2.76 (g kg−1 )Shaking extraction method (1M CH3 COONH4 )Exchangeable Mg (MgO)

0.50 (g kg−1 )Shaking extraction method (1M CH3 COONH4 )Exchangeable K (K2 O)

0.40 (g kg−1 )Simpliﬁed method by using a compact K meter

Phosphate absorption coefﬁcient (P2 O5 )0.54 (g kg−1 )Orthophosphoric acid method

Humus

0.019 (kg kg−1 )Kumada’s simpliﬁed method

Soil texture

CL

Coarse sand: 26 %, ﬁne sand: 18 %, silt: 33 %, clay: 23 %Abundant

Kaolinite

Clay minerals

CommonSmectite, vermiculite, illite, chlorite-vermiculite(By XRD)

Trace

Chlorite

None

Halloysite

Fig. 1 Schematic of apparatus.

as approximately 1.12 g cm−3 using the air-dried soil, thevariation of which is discussed in Section 4.1.
The quality of the inﬂuent water used for the column
tests was determined based on the concentration of major
cations — K, Na, Ca, and Mg — in the irrigation waterof the plot from which the test soils were collected (Table2). The inﬂuent water was prepared by dissolving reagents(KCl, NaCl, CaCl2 , and MgSO4 ) in deionized water as
needed to achieve the required concentrations. The speciﬁc
concentration of each ion in the inﬂuent in each experimentis described in Section 3.3.
A peristaltic pump (MP-2010, Tokyo Rikakikai, Tokyo,
Japan) was used to supply inﬂuent water to the soil column. First, before the start of the test, the inﬂuent water

was slowly fed from the bottom of the column to saturate
the soil, and the water supply was temporarily stopped until the start of the test. This may have caused air to be entrapped, but its effect was not considered. The water ﬂow
Table 2 Cation concentration and PAR of irrigation water intest soil taken ﬁeld during irrigation period in 2020.
Cation concentration (mmol L−1 )

Mean*
Max.
Min.

K+

Na+

Ca2+

Mg2+

0.036
0.052
0.023

0.19
0.31
0.095

0.29
0.37
0.23

0.13
0.21
0.091

∗ Samples were taken 15 times between May and August.

PAR
0.055
0.079
0.037

論文：Effects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy soil

test was then started at a set ﬂow rate (0.35 mL min−1 ) andtime. In the test, the water was passed through the column
at a constant ﬂow rate from the bottom to the top of the column. The tests were conducted in a laboratory at a room
temperature of 21–25 ◦ C.
The efﬂuent from the column was collected in apolyethylene container (Experiments 1 and 3) or fraction
collector (Experiment 2), and the concentrations of major
cations were determined using an ion chromatography system (ICS-1500, Thermo Fisher Scientiﬁc, Waltham, MA,
USA). However, this paper does not cover the analyticalresults of the samples in Experiments 1 and 3.
In some tests, the water pressure at the bottom of the column was measured with a pressure sensor (HTV-200KP,
HTV-400KP, Sensez, Tokyo, Japan), and the saturated hydraulic conductivity Ks cm s−1 was calculated using thefollowing equation
Ks =

L
q
×
× 0.0981
A ∆H(3)

where q cm3 s−1 is the ﬂow rate at the time of pressure
measurement, A cm2 is the cross-sectional area of the column, L cm is the column length, and ∆H kPa is the pressure difference between the upper and lower ends of thecolumn. In the experiment, the water pressure at the upper end of the column was assumed to be negligibly small
compared to the water pressure at the lower end, and ∆H
was assumed to be equal to the pressure at the bottom of
the column.

13

ﬂow volume. The qualities of the inﬂuent water (Table3) were set as standard water (hereinafter referred to as“1×”), low-concentration water (hereinafter referred to as“0.3×”), high-concentration water (hereinafter referred toas “3×”), and deionized water (hereinafter referred to as“DI”). The water quality of the standard water (1×) was
determined with reference to the average of actual irrigation water quality. However, the range of variation of values (0.3× − 3×) was set wider than the actual range ofvariation in order to examine the response of K leaching tochanges in inﬂuent water quality. The ﬂow volumes were
set in eight steps ranging from 120 to 7500 mm, with a
ﬂow rate of 0.35 mL min−1 and a ﬂow time of approximately 2–120 h. Since the sampling plots had relatively
low inﬁltration rates and assuming that the water ﬂow volume for one irrigation season of paddy rice is 1200 mm,
the ﬂow volumes set in the experiment are roughly equivalent to 0.1–6 years of the ﬂow volume. After each test,
the soil was air-dried and analyzed for soil exchangeable
K. Furthermore, in Experiment 1, there was basically norepetition of the same experimental conditions.
3.3.2 Experiment 2: Characteristics of major
cations leaching from soil columns
In Experiment 2, we investigated changes in the efﬂuent of major cations from the soil columns over time bycollecting efﬂuent at predetermined time intervals and an-

After the test, the column was dismantled, the mass of
the wet soil was measured, and the volumetric water content was calculated from the wet mass of the soil and themass of the sample when the column was ﬁlled. Since themass of air-dried soil was used to calculate volumetric water content, there may have been a slight underestimation.
After the test, the soil was air-dried and then measured forsoil exchangeable K. The exchangeable K was analyzed
in triplicate using a simple analytical method (Nakayama,
2013; Nakayama et al., 2018) for the exchangeable K content of soil using a compact K ion meter (LAQUA twin
K-11, Horiba, Kyoto, Japan) as shown in Fig. 2.
Furthermore, to examine the reproducibility of this test
using small columns, the coefﬁcients of variation of dry
bulk density and volumetric water content in Experiments
1 and 3 and water ﬂow volume and soil exchangeable K in
Experiment 3 were examined.
3.3 Speciﬁc experimental conditions
3.3.1 Experiment 1: Effect of water quality andﬂow volume on K leaching
Experiment 1 was designed to investigate the responseof K leaching to changes in inﬂuent water quality andFig. 2 Procedures for measuring soil exchangeable K using
a compact ion meter (Nakayama, 2013; Nakayama et al., 2018with some modiﬁcation).

土壌の物理性

14

第 152 号（2022）

Table 3 Cation concentration of inﬂuent water in Experiments 1 and 2.
Item
1×
0.3×
3×
DI

Cation concentration (mmol L−1 )Description
Standard water
Varying 4 cations simultaneously
Deionized water

K+

Na+

Ca2+

Mg2+

0.031
0.0094
0.094
0.00

0.17
0.051
0.51
0.0

0.35
0.11
1.1
0.0

0.15
0.045
0.45
0.0

PAR
0.044
0.024
0.077
–

Table 4 Cation concentration and PAR of inﬂuent water and number of test repetitions in Experiment 3.
Description

Cation concentration (mmol L−1 )Concentration factor

K+

Na+

Ca2+

Mg2+

PAR

Repetition

Standard water

1×

0.031

0.17

0.35

0.15

0.044

4

Varying 4 cations
simultaneously

0.3×
3×
10×

0.0094
0.094
0.31

0.051
0.51
1.7

0.11
1.1
3.5

0.045
0.45
1.5

0.024
0.077
0.14

3
3
3

Varying only K+ conc.

0.3×
3×
10×

0.0094
0.094
0.31

0.17
0.17
0.17

0.35
0.35
0.35

0.15
0.15
0.15

0.013
0.13
0.44

3
3
3

Varying only Na+ conc.

0.3×
3×
10×

0.031
0.031
0.031

0.051
0.51
1.7

0.35
0.35
0.35

0.15
0.15
0.15

0.044
0.044
0.044

3
3
3

Varying only Ca2+ conc.

0.3×
3×
10×

0.031
0.031
0.031

0.17
0.17
0.17

0.11
1.1
3.5

0.15
0.15
0.15

0.061
0.029
0.016

3
3
3

Varying only Mg2+ conc.

0.3×
3×
10×

0.031
0.031
0.031

0.17
0.17
0.17

0.35
0.35
0.35

0.045
0.45
1.5

0.050
0.035
0.023

3
3
3

Varying Ca2+ andMg2+ conc.

0.3×
3×
10×

0.031
0.031
0.031

0.17
0.17
0.17

0.11
1.1
3.5

0.045
0.45
1.5

0.081
0.026
0.014

2
1
2

alyzing the water quality. The inﬂuent and ﬂow rates were
the same as in Experiment 1. The ﬂow time was set to 72
h (the set ﬂow volume was approximately 4600 mm), andthe water was collected 22 times between 0.2 h and 71.9 husing a fraction collector (Model 2110, Bio-Rad, Hercules,
CA, USA). The collected water was measured for pH (pH22, Horiba, Kyoto, Japan) and analyzed for major cations.
There were no repetitions in Experiment 2.

and 10×) for each of the four major cations, and a combination of two cations (Ca2+ , Mg2+ ).

3.3.3 Experiment 3: Effects of different cation
composition ratios in the inﬂuent on K leaching

4. Results and discussion

In Experiment 3, the effects of different cation composition ratios in the inﬂuent on K leaching and accumulation were investigated. There were 19 patterns of inﬂuent
quality settings (Table 4), and the tests were conducted intriplicate with some exceptions. The quality of the inﬂuent
water consisted of standard water (1×) and its variations(0.3×, 3×, and 10×), variable concentrations (0.3×, 3×,

4.1 Reproducibility of compact column tests

These tests were conducted assuming a water ﬂow volume of 1200 mm and a ﬂow time of 20 h. After the tests,
the soil samples were air-dried and analyzed for soil exchangeable K. In some of the tests, settings and results
were shared with Experiment 1.

The advantage of using a smaller column is that asmaller amount of test soil to be prepared. Therefore, evenwhen designing tests that include repetitions under various conditions, as in this study, the total amount of sample
required is small. Correspondingly, the labor required totreat the sample before and after the test and the amount論文：Effects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy soil
Table 5 Dry bulk density, volumetric water content, and their
coefﬁcients of variation (CV) of soil columns in Experiments 1
and 3.
Dry bulk
density*(g cm−3 )Volumetricwater content**(m3 m−3 )Mean CV ( %) Mean
Experiment 1
Experiment 3

1.12
1.13

1.6
1.8

0.562
0.595

n***

CV ( %)
6.8
1.7

45
64

∗ Dry bulk density might be slightly overestimated because the massof air-dried soil was used in the calculation.
∗∗ Volumetric water content was measured after dismantling thecolumn.
∗∗ Volumetric water content might be slightly underestimated because

the mass of air-dried soil was used in the calculation.
∗∗∗ Experiments 1 and 3 share some tests.

Table 6 Fluctuation of ﬂow volume and soil exchangeable K
content in column tests in Experiment 3.
Flow volume (n = 64)
(mm)
Mean

Min.

Max.

1241

1145

1339

CV ( %)

3.2

Soil exchangeable K*
CV ( %)
Mean

Min.

Max.

5.8

0.9

11.8

∗ 17 tests of three repetitions each.

of water needed are also small. In contrast, because thecolumn is small, lower reproducibility of the test, which
may be reduced by, for example, non-uniform sample ﬁlling and its effects, is a concern. Therefore, in this section,
we discuss the reproducibility of the sampling method.
In total, 96 tests were conducted in the three different
experiments. Using some of these data, Table 5 shows theproperties and the coefﬁcients of variation (CV) of ﬁllingthe columns. The dry densities of Experiments 1 and 3
were similar, and their CVs were small, indicating goodsoil ﬁlling reproducibility. In contrast, there were differences in volumetric water content, and the CV was slightly
larger in Experiment 1.
Table 6 shows the range and CV of measured ﬂow volume and the CVs of the experimentally obtained soil exchangeable K values. In this study, the ﬂow rate was controlled by a peristaltic pump, and the ﬂow time was determined. Therefore, the ﬂow volume varied even under
the same settings owing to the ﬂuctuation of the actual
ﬂow rates. In Experiment 3, a ﬂow volume of 1200 mm
was assumed, but the actual ﬂow volume was 1145–1339
mm. The variation in values of soil exchangeable K content reﬂects not only the direct variation of factors due tothe analytical method, such as the variation caused by theprocedure of the simpliﬁed analytical method but also theeffect of differences in the ﬂow volume. The values of ex-

15changeable K obtained in this experiment had an average
CV of about 6 % and were sufﬁciently reproducible when
the range of values was considered.
4.2 Effect of inﬂuent water quality and ﬂow volume on K leaching (Experiment 1)
The results of Experiment 1 are shown in Fig. 3, indicating the effect of inﬂuent water quality and ﬂow volume
on exchangeable K of test soil. The difference between
the initial value of soil exchangeable K and the value of
exchangeable K at any given ﬂow volume indicates theamount of K leaching by the ﬂow volume. K leaching increased as the ﬂow volume increased, and those differences
in inﬂuent water quality signiﬁcantly affected the K leaching. The order of leaching rates was 3× > 1× > 0.3× >DI until the ﬂow volume was about 500 mm; i.e., the leaching proceeded in the order of increasing concentration, after which the K leaching rate gradually decreased with increasing ﬂow volume. If DI is excluded, the soil exchangeable K contents almost reached equilibrium in the order ofincreasing concentration of inﬂuent. The equilibrium exchangeable K contents were 0.17 and 0.07 g K2 O kg−1 for
3× and 0.3× of inﬂuent water quality, respectively, a difference of approximately 0.1 g K2 O kg−1 .
With 0.3×, 1×, and 3× inﬂuent water quality, soil exchangeable K increased slightly with increasing ﬂow volume after the K leaching stopped. In the case of DI, theexchangeable K did not reach equilibrium until approximately 7400 mm, and the content of exchangeable K decreased gradually due to leaching.
The average pH values of the inﬂuent were 5.8, 5.6, 5.6,
and 5.6 for DI, 0.3×, 1×, and 3×, respectively. The pH
values of the efﬂuent increased to 6.9, 6.6, 6.5, and 6.3, respectively, after more than 100 h of water ﬂow (a ﬂow volume of approximately 6000 mm or more). This increase

Fig. 3 Effect of inﬂuent water quality and ﬂow volume on soil
exchangeable K (Experiment 1).

16土壌の物理性第 152 号（2022）

Fig. 4 Relationship between PAR in inﬂuent and soil exchangeable K with different concentrations in the same ion composition ratio (Experiment 1).

in pH during the percolation process suggests that H+ contributes to cation exchange. In fact, the gradual progression of leaching in tests using DI is expected to include theeffect of cation exchange by H+ .
The water pressures at the bottom of the column during the tests ranged from approximately 26–70 kPa, andthe saturated hydraulic conductivities were generally inthe range of 1.2–3.3 × 10−5 cm s−1 . However, in somecases, the hydraulic conductivity gradually decreased, andin tests in which large amounts of DI or 0.3× were passed
through the column, it eventually dropped by about oneorder of magnitude. The pH of the efﬂuent was higher inthose cases, and the increase in pH and decrease in soil
exchangeable cations might have affected the decrease in
hydraulic conductivity, i.e., the dispersion of clay colloid
particles and their migration, resulting in soil pore clogging. Shainberg et al. (1987) passed several dilute solutions, including distilled water, through a smectite-sandmixture and evaluated clay swelling and dispersion basedon changes in permeability and the concentration of clayin the efﬂuent. The results showed that the permeability
decreased with lower concentrations of experimental water in tests with Polkville smectite (Mississippi) and SAR
less than 10, with distilled water having the lowest permeability. In our study, in some of the tests in which thedecrease in hydraulic conductivity was signiﬁcant, the turbidity of the efﬂuent was large, suggesting the dispersion
and migration of clay colloidal particles. These details will
be reported at another occasion.
Fig. 4 shows a rearrangement of the data of Fig. 3,
excluding DI, in relation to the PAR of inﬂuent and soil
exchangeable K. The PAR increased in response to increases in the concentration of the inﬂuent. The exchange-

able K contents at equilibrium with ﬂow volumes greaterthan approximately 4500 mm were correlated with PAR(r = 0.995; p ≤ 0.01; n = 6). This means that the soil exchangeable K will reach equilibrium after approximately 4
years of inﬁltration, assuming 1200 mm of inﬁltration perirrigation season.
This result is consistent with the relationship between
factor I and factor Q observed in the Q/I relationship.
While the Q/I relationship indicates the relationship between factors I and Q in the equilibrium state of soil solution and soil in batch tests (Beckett 1964b; Okajima andMatsunaka 1972), the present study looks at the relationship between PAR (contrasted with factor I) and the Kleaching (contrasted with factor Q) at equilibrium, which
emerges from continuous percolation of inﬂuent.
4.3 Characteristics of leaching of major cations
from the soil column (Experiment 2)
Fig. 5 shows the relationship between ﬂow volume andconcentrations of major cations in the efﬂuent from soilcolumns for different inﬂuent water qualities. The ﬁnal
ﬂow volume was approximately 4600 mm for 0.3×, 1×,
and 3×, and approximately 3900 mm for DI. In the DI
test, the permeability of the soil column decreased during
the test, and the ﬂow rate decreased, resulting in approximately 15 % less ﬂow volume than in the other tests.
The concentrations of the major cations in the efﬂuent
gradually decreased immediately after the start of the experiment. For many of the cations, the decrease in concentration stopped, and equilibrium was reached. A comparison of the concentrations for each ion species regarding
the rapidity of stabilization of concentrations based on thewater ﬂow volume from the start of the experiment until

論文：Effects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy soil

17

Fig. 5 Leaching of major cations from soil columns by inﬂuent water with different water quality, (a) Na+ , (b) K+ , (c) Mg2+ ,and (d) Ca2+ . The vertical axis shows the concentration of each ion in efﬂuent from soil columns (Experiment 2).

equilibrium was reached showed that the solutions stabilized faster in the order 3× > 1× > 0.3× > DI. Also, whencomparing ion species, the order of stability was faster for
Na+ > Mg2+ = Ca2+ > K+ when 3×, 1×, and 0.3× inﬂuents were used. For three inﬂuent types (excluding DI),the concentrations of Mg2+ and Ca2+ had decreased once
to a level below those of the inﬂuent water and then gradually approached those of the inﬂuent water. When DI wasused, the concentration of Na+ showed a tendency to decrease further when the ﬂow volume exceeded 1000 mm.
Similarly, the concentration of K+ in the efﬂuent tended
to decrease further at a ﬂow volume of around 1000 mm
for all water quality inﬂuents. On the other hand, no such
two-step decrease in concentration was observed for theremaining Ca2+ and Mg2+ samples.
Fig. 5 shows that the K+ concentration in the efﬂuent
gradually approached the K+ concentration in the inﬂuent
as the ﬂow volume increased. However, equilibrium was
not reached even after approximately 3900 mm of ﬂow volume in DI and 4600 mm in 0.3×. The concentration in
the efﬂuent remained slightly higher than that in the inﬂuent at 1× and 3×, indicating that K+ had the slowest
leaching rate of the four cations. The concentrations of theother three cations in the efﬂuent approached those in theinﬂuent at a ﬂow volume of a few hundred millimeters at

the earliest and a thousand millimeters at the latest. Conversely, in the case of K+ , the concentration in the efﬂuent
showed a slight deviation from the K+ concentration of theinﬂuent, even after about 4600 mm of ﬂow volume. Thismay be explained by the effect of selective adsorption of
K+ by 2:1 type layered silicate minerals such as illite, vermiculite, and smectite in the test soil.
Many previous studies have investigated the mobility of
exchangeable cations in soil. For example, Kozanecka etal. (2009) investigated the long-term mobility of exchangeable Ca2+ , Mg2+ , K+ , and Na+ cations in soil cross sections to a depth of 1 m in an 85-year upland ﬁeld with ﬁxed
mono-fertilization in Skiernievice, Poland. The mobilityof exchangeable cations was Ca2+ > K+ > Mg2+ > Na+ ,indicating that the mobility of exchangeable cations differs
greatly depending on the soil and other conditions.
4.4 Effect of different cation composition ratios
on K leaching (Experiment 3)
Experiment 1 showed that when the concentration of inﬂuent with the same cation ratio was increased, the soil
exchangeable K content equilibrated at a higher value.
Therefore, the leaching of K was investigated in Experiment 3 by ﬁxing the ﬂow volume at approximately 1200
mm and varying the composition ratio of the major cationsin the inﬂuent.

18

土壌の物理性第 152 号（2022）

Fig. 6 Soil exchangeable K and PAR when only total major cations or K concentration in the inﬂuent is varied, (a) relationship between exchangeable K of test soil and concentration factor with three repetitions, (b) relationship between PAR andconcentration factor (Experiment 3).

Fig. 6 shows a plot of soil exchangeable K content(Fig. 6 (a)), and PAR of the inﬂuent (Fig. 6 (b)) when
only the K+ concentration in the inﬂuent was varied andother cation concentrations were ﬁxed, and when the overall concentration of major cations was varied (as in Experiment 1) as a control. When only the K+ concentrationin the inﬂuent was increased, the exchangeable K content
was higher than in the control, demonstrating that the difference in cation composition ratio affected the K leaching.
When only the K+ concentration of inﬂuent was increased
by a factor of 10, K accumulation occurred beyond the initial soil exchangeable K content.

of changes in each cation in the inﬂuent on the leaching
and accumulation of K, using some of the results of Experiment 3. Therefore, we ﬁrst calculated the sensitivity
S1ix (where x is the concentration multiplier) of the change
in soil exchangeable K when the concentration of cation ichanges by 1 mmol L−1 using the following formulas:

The shapes of the graphs in Fig. 6 (a) and Fig. 6 (b)are alike. Comparing both graphs, soil exchangeable K
was higher at 0.3× than at 1×. As can be seen from Fig.
3, this may be because the leaching rate was still high andfar from equilibrium at the stage when approximately 1200
mm of the 0.3× inﬂuent had passed through the column.

where exKxi is soil exchangeable K mg K2 O kg−1 and Cxi
is the inﬂuent concentration mmol L−1 . The results showthat the increase in K+ concentration in the inﬂuent contributes signiﬁcantly to the maintenance and accumulationof soil exchangeable K (Table 7). The magnitude of theeffect of a 1 mmol L−1 change in the concentration of eachcation in the inﬂuent was found to be in the order of S1i3X
for Mg2+ >Ca2+ >Na+ . Furthermore, the sensitivity S2ix
of the change in soil exchangeable K for a 10 % change
in the concentration of cation i based on the actual cation
composition of the irrigation water (Table 2) was calculated using the following equations:

Similarly, Fig. 7 (a) shows the soil exchangeable K content when the concentrations of the major cations, Na+ ,Mg2+ , and Ca2+ , were increased or decreased individuallyor when the concentrations of Ca2+ and Mg2+ were increased or decreased simultaneously. Fig. 7 (b) shows aplot of the PAR of the inﬂuent. Interestingly, the ﬁgure in
Fig. 7 (a) is quite similar to that in Fig. 7 (b). Since Na+
is not considered in equation 2, there is no change in thevalue of PAR with changes in Na+ concentration in Fig. 7(b). The K leaching was almost the same in the inﬂuent
with 3× and 1× of Na+ but was higher in the inﬂuent with
10× of Na+ . This indicates that higher concentrations of
Na+ enhanced the K leaching.
Next, we attempted to quantitatively compare the effects

S1i3X =

i − exK i
exK3X
1X
i −CK i
C3X
1X

(4)

S1i10X =ii
exK10X− exK1X
i
i
C10X −CK1X(5)

S2i3X =

S1i3X
i0.1 ·C1X(6)

S2i10X =S1i10Xi
0.1 ·C1X(7)

The magnitude of the effect of a 10 % change in the論文：Effects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy soil

19

Fig. 7 Soil exchangeable K and PAR for different proportions of cations in the inﬂuent water, (a) relationship between
exchangeable K of test soil and concentration factor (three repetitions with some exceptions), (b) relationship between PAR andconcentration factor (Experiment 3).
Table 7 Effect of ionic species of inﬂuent water on K accumulation/leaching.
Change in soil exchangeable K with
1 mmol L−1 change in concentrationof each cation

Change in soil exchangeable K
with 10 % change inconcentration of each cation

i

S1i3X

S1i10X

S2i3X

S2i10X

K+
Na+
Mg2+
Ca2+
Unit

1250
1.2
−77
−69

1253
−23
−45
−27

3.9
0.020
−1.2
−2.4

3.9
−0.40
−0.68
−0.96

mg K2 O kg−1

mg K2 O kg−1

Note: Positive and negative values indicate accumulation and leaching, respectively.

concentration of each ion, assuming the actual cation composition of irrigation water, was Ca2+ > Mg2+ > Na+ in
S2i3X . The effect on soil exchangeable K of a 10 % increasein K+ concentration is estimated to be equivalent to about a+2+
16 % decrease in Ca2+ concentration (from S2K3X /S2Ca
3X ).
In all cases, the contribution of Na+ to K leaching was
small. This indicates that the exchange selectivity of Na+
for cation exchange in the test soils is relatively low compared to Mg2+ and Ca2+ , supporting the absence of Na+in equation 2.
Based on the above, since there is a close relationship between K leaching and PAR of the inﬂuent, the relationshipbetween PAR and the rate of change in soil exchangeable
K and the relationship with K+ for comparison, are shownin Fig. 8. The rate of change in soil exchangeable K (Rc )was calculated by the following equation:

Rc =(Exchangeable K a f ter test)
× 100 ( %)(Exchangeable K be f ore test)(8)

The relationship between K+ concentration and Rc (Fig.
8 (a)) showed a pattern, but K+ concentration is not highly
representative of K leaching. Conversely, except for a few
data points, the relationship between PAR and Rc (Fig. 8(b)) was almost plotted on a single curve, conﬁrming thatPAR has favorable indicator properties for Rc . The excluded points are the results of two experimental parameters, one with 0.3× of standard water and the other with
0.3× of K+ . All three repetitions for each parameter had
the same trend, and the CVs were small. As seen in Fig. 3,
the initial leaching was slow under low-concentration conditions, such as the excluded points. We presumed that thiswas affected by the fact that K was still in the mid-leachingstage at about 1200 mm of ﬂow volume (Fig. 4).
The obtained regression curve indicated that soil exchangeable K accumulates when using inﬂuent with PAR
greater than 0.3. The exchangeable K contents were estimated to be 0.161, 0.195, and 0.128 g K2 O kg−1 , respectively, for the mean, maximum, and minimum values ofirrigation water quality at the sampling site (Table 2). This

20

土壌の物理性第 152 号（2022）

Fig. 8 K+ and PAR as indicators of the rate of change in soil exchangeable K (Rc), (a) relationship between K+ and Rc,(b) relationship between PAR and Rc (Experiment 3).

assumed an inﬁltration rate of 1200 mm and negligible effects of rainfall and fertilization.
Thus, the PAR of the inﬂuent was found to be a valid
indicator that reﬂected the leaching and accumulation ofsoil exchangeable K.
4.5 Limitations of this study and future issues
This study has potential limitations. Firstly, differencesin the initial values of the exchangeable K content of thetest soil could signiﬁcantly affect the results; the rate ofchange in exchangeable K used in Fig. 8 is based on theinitial exchangeable K content of the test soil, and thus will
have direct effects. Differences in experimental conditions,such as the ﬂow rate or pH of the inﬂuent, might also affectthe results.
Secondly, this study only examined one of the paddy soil
types. It will be interesting to observe the patterns withdifferent soil types, such as volcanic ash and peat soils.
However, the exchangeable K content at equilibrium may
be predicted from previous studies of the Q/I relationship.
Eguchi et al. (2017) used the Q/I relationship to study theeffect of clay minerals on the effect of K application on the
reduction of radioactive Cs uptake by crops. They foundthat each soil containing characteristic clay minerals suchas smectite, allophane, and vermiculite had unique Q/I relationships. This suggests that, for many soil types as well
as for the test soil, a unique relationship between the PAR
and the equilibrium exchangeable K content is to be expected. However, dynamic experiments such as column
tests are needed to determine the rate of K leaching.
Four cations, K+ , Na+ , Ca2+ , and Mg2+ , were considered in this study. However, for greater precision, it may benecessary to consider the effect of NH+
4 , whose concentra-tion may be temporarily increased by fertilizer application.
Furthermore, several points need to be addressed as an extension of this study. For example, how do the results of
the leaching test performed under pressurized conditions
with a pump differ from those obtained under natural conditions, and how can the results of an accelerated test obtained with a compact column be scaled and utilized?
Based on the ﬁndings obtained in this study, ways to reduce the K leaching from the soil should be considered.
If artiﬁcial inputs, such as fertilizers and soil amendments,
contain unwanted Mg2+ or Ca2+ , one approach is to reduce their amounts. In the future, we would like to combine the compact column tests and ﬁeld experiments toquantitatively evaluate the improvement of K retention capacity when applying soil amendment materials such aszeolite and bentonite.

5. Conclusions
In this study, as part of our efforts to understand thecauses of K leaching from paddy soils and the effects ofK supply by irrigation water, we investigated the characteristics of K leaching from ﬁne-grained lowland paddy
soil by using a compact thumb-size column test. The
leaching/accumulation of soil exchangeable K and outﬂow
of major cations were examined using inﬂuent with different concentrations and ion compositions. The relationshipof soil exchangeable K with the PAR of the inﬂuent wasalso studied. The following results were obtained:(1) The compact column test had sufﬁcient reproducibility for ﬁne-grained paddy soil, with an average CV of論文：Effects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy soil

less than 2 % for dry bulk density and approximately
6 % for soil exchangeable K obtained after the test.
(2) When inﬁltrating inﬂuent with the same cation composition, the lower the concentration, the slower the
initial leaching; but as the ﬂow volume increases, theleaching progresses. Conversely, the initial leachingrate was larger at higher concentrations, but equilibrium is reached faster and with a higher equilibrium
exchangeable K content.
(3) The soil exchangeable K content at equilibrium ishighly correlated with the PAR of the inﬂuent.
(4) When DI water was used, K leaching also occurred,albeit at a slower rate, possibly because of exchanges
with protons.
(5) The major cation concentrations of eluate tended tostabilize faster in the order Na+ > Ca2+ = Mg2+ >K+ , with K+ being the slowest. This suggests that
selective adsorption of K+ by 2:1 type clay minerals
may have been affected.
(6) The equilibrium content of soil exchangeable K
formed after water percolation was determined by theK+ concentration and the composition ratio of coexisting exchangeable cations in the inﬂuent.
(7) The PAR of the inﬂuent is a promising indicator to
explain the leaching and accumulation of K.
(8) The PAR represents the ionic composition ratio andreﬂects the effect of K+ concentration.
(9) The effects of ion species on K leaching were in theorder Mg2+ > Ca2+ > Na+ based on a 1 mmol L−1change in their concentration and Ca2+ > Mg2+ >Na+ based on a 10 % change in their concentration,with divalent cations having a greater effect and Na+
having a smaller effect.
(10) The effect of a 10 % increase in K+ concentration on
soil exchangeable K is estimated to correspond to an
approximately 16 % decrease in Ca2+ concentration.

21

the quality of this paper.

References
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This study was partly conducted under the “Advanced Technology Deployment Project for Restorationof Food Production Areas” funded by the Japanese Ministry of Agriculture, Forestry and Fisheries. We thankHideo Kubotera (NIAES/NARO) and Tetsuya Eguchi(TARC/NARO) for helpful advice, Akiko Tomisawa(NIRE/NARO) for instrument analysis, and Akiko Arai
(NIRE/NARO) for literature organization. We also thankTeruhito Miyamoto (NIRE/NARO), editor-in-chief of the
Journal of the Japanese Society of Soil Physics, for the opportunity to contribute. In addition, the numerous suggestions by two anonymous reviewers greatly contributed toEvangelou V.P., Karathanasis A.D. and Blevins R.L. (1986):
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要

旨

水田における放射性 Cs の吸収を抑制するためには，カリウム（K）の動態を把握し，信頼性の高い効率的な K の施肥技術を確立する必要がある．そこで，本研究では，水田土壌から交換性 K が溶脱する要因として浸透水の影響を調べるために，親指サイズの小型カラムを用いて，異なる陽イオン濃度や組成比を持つ流入水に対する水田土壌からの K の溶脱を調べた．カラム試験では，通水試験後の土壌の交換
性 K の変動係数は約 6 % であり，十分な再現性を有していた．異なる水質を持つ流入水の浸透により生じる交換性 K の平衡含量は，流入水の K+ 濃度と陽イオン構成比によって決定され，PAR（K 吸着比）が，K 溶脱の有効な指標となった．流入水中の各陽イオン濃度が K の溶脱に及ぼす影響は，二価のイオンで大きく，Na の影響は小さいことがわかった．
キーワード：カリウム溶脱，親指サイズカラム試験，PAR（カリウム吸着比），潅漑水質，水田土壌

1,J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152 p.25 ∼ 30 (2022)

土壌中の放射性 Cs の挙動と粘土鉱物，土壌有機物の関係— 廃棄物の最終処分に関連して —石川奈緒 1

Relationships between radiocesium behavior and clay minerals and soil organic matter in soil
— in relation to ﬁnal waste disposal —Nao ISHIKAWA1

1. はじめにことが報告されている（Mukai et al., 2014）．これらの粘土鉱物が日本の土壌に広く分布していることから，福島第一原子力発電所の事故により拡散し地表に沈着した

放射性 Cs の土壌中での挙動については，これまで様々

放射性 Cs は土壌中を移動しにくく，そのため多くの土な研究が行われてきた．そもそも放射性 Cs は，大気圏地では薄く表層土壌のみを除去することで除染を可能と核実験（1945 年 ∼ 1980 年）やチェルノブイリの原子力した．

発電所の事故（1986 年）により生じた放射性降下物として，福島第一原子力発電所の事故以前から環境中に存在している (Igarashi et al., 2015)．そのため，降下物が沈着した農地土壌中の放射性 Cs の挙動，また土壌から米への放射性 Cs の移行については 1959 年からモニタリングが行われていた（駒村ら, 2006）．一方，放射性 Cs

事故当初問題となった放射性物質は放射性 Cs と放射性ヨウ素（131 I）であったが，Cs と I の土壌への吸着特性の違いは，浄水場で明確に現れた．浄水場で水道水を
1 河川等から取水した原つくるための基本的な処理は，⃝水中の濁質成分（主要成分は土壌粒子）に凝集剤を加え
2 上澄みをろ過した後，⃝3 塩素消毒す
凝集沈殿除去し，⃝の土壌中の挙動は，原子力発電に伴い発生する高レベル

る，という手順で行われる．ヨウ素は水環境中ではヨウ放射性廃棄物の処分に係わる環境影響評価の点からも重化物イオン（I− ）またはヨウ素酸イオン（IO−
3 ）という要な研究である．環境影響評価では地層処分後に処分場

陰イオンで存在するため土壌粒子に吸着しにくく，したから放射性物質が漏出し，岩盤の切れ目を経由して地下がって浄水処理では十分除去されなかった．事故当初は水とともに地上へ移行することを想定しており，対象と一部の都市で水道水から放射性ヨウ素が検出され問題となる放射性核種について安全評価を実施している（核燃なったが，131 I の半減期が 8 日と短かったことが幸いし，

料サイクル開発機構，1999）．その対象核種に放射性 Cs（135 Cs，半減期 230 万年）が含まれており，処分場から地上に移行した放射性 Cs の土壌中，特に農地土壌についての研究が進められてきた．

水道水からの放射性ヨウ素の検出は長くは続かずに済んだ．一方 Cs は濁質成分に強く吸着しており凝集沈殿処
理で除去されたため，水道水中に放射性 Cs が検出することはなかった．その反面，凝集沈殿物である浄水汚泥

基本的に Cs は土壌に吸着しやすく，また一度吸着すには放射性 Cs が濃縮した．いくつかの県では，放射性

るとなかなか溶出しない．これは，土壌中のイライト，

Cs を高濃度に含む浄水汚泥は国が処分する指定廃棄物

バーミキュライトなどの鉱物が Cs を選択的に，強固にや地方自治体が処分する特定廃棄物となっており，適切吸着するサイトを持つからである．海底堆積物ではイ

な処分が進められている．

ライトは高緯度地域に多く含有しており（須藤談話会,

2000），日本の土壌全般に含まれている粘土鉱物である．
実際，日本全国 36 地点で採取した農地土壌中全てにイライトの含有を認めている（石川ら, 2007）．バーミキュ

本解説では，当該事故に伴い発生した放射性 Cs を含む廃棄物の処分に着目し，土壌や粘土への Cs の吸着挙動やその土壌有機物の影響について筆者の研究紹介も含
めて話題提供したい．

ライトは福島で一般的に存在しており，福島の汚染土壌
中のバーミキュライトが放射性 Cs を強く固定している

2. 土壌中の粘土鉱物が持つ選択的 Cs 吸着能

1 Iwate university, Ueda 4-3-5, Morioka, Iwate, Japan.

Corresponding
author: 石川奈緒，岩手大学理工学部 システム創成工学科 社会基盤 · 環

Cs に対して強い吸着保持能力を持つ粘土鉱物は，前2022 年 7 月 4 日受理

述したイライトやバーミキュライトのほか，ゼオライト

境コース．
2022 年 4 月 28 日受稿

土壌の物理性

26

第 152 号（2022）が挙げられる．これら粘土鉱物の Cs の吸着特性につい3. 管理型最終処分場での放射性 Cs を含むては多くの研究が実施され，また総説や解説も出されて廃棄物の処分と土壌いる（中尾, 2021; 山口, 2014）．イライトのような雲母鉱物やバーミキュライトは，陽イオン交換サイトである

3.1 特定一般廃棄物，特定産業廃棄物の最終処分に伴Regular Exchange Site（RES）の他，その板状粒子の端面に Frayed Edge Site（FES）と呼ばれる Cs を選択的に吸着するサイトを持っている．30 種類の水田土壌において，土壌に吸着した Cs のうち，陽イオン交換反応等
では容易に脱離しない，強く固定された Cs の割合（Fix.
Cs）は土壌中の相対的なイライト含有量（Relative illite
content）と正の相関を有し（Fig. 1），FES を持つイライトの存在が土壌の Cs 固定能に多大な影響を及ぼすことが示されている（石川ら, 2007）．モルデナイト型ゼオラ
イトでは，Cs の大きさと適合する細孔に Cs が選択的に保持される（奥村ら, 2013）．以上のように，いくつかの粘土鉱物は構造やメカニズムは異なるものの Cs を選択

う土壌層の設置

的に吸着保持するサイトを持っている．それらサイトの施設に放射性物質を除去する工程はなく，また一般的な

容量は鉱物の種類や風化の度合いに依存し，また土壌中処理工程で Cs を除去することは難しい（Ishikawa et al.,には一般的に数種類の鉱物が混在しているため，場所に2014）．したがって，処分場内の放射性 Cs が浸出水ととよって土壌の Cs 吸着保持容量は異なる．そのため，鉱もに処分場から排出されないように，つまり処分場内に物や土壌について選択的な放射性 Cs の吸着保持容量の放射性 Cs を留めることが重要である．その対策として，指標として Radiocesium Interception Potential（RIP）が管理型最終処分場への特定一般廃棄物，特定産業廃棄物

用いられている．ごく簡単に言うと，RIP は，陽イオンの処分では，埋め立てられた廃棄物 3 m 以内の厚さに対交換サイトを強制的に K イオンで満たし，Cs が選択的して 50 cm 厚さの土壌層を設けている（Fig. 3）（環境省,に吸着できるサイトのみに放射性 Cs が吸着できる状態
で，放射性 Cs 吸着量を求めている．この RIP は土壌中

2013）．これは廃棄物から放射性 Cs が溶出した場合に周囲の土壌層で放射性 Cs を保持し処分場外への漏出を防の植物が吸収できない放射性 Cs 量の指標ともなるため，ぐことを目的としている．

土壌中の RIP と土壌から作物への 137 Cs 移行係数は高い相関が見られる（Takeda et al., 2014）．

福島第一原子力発電所の事故に伴い発生した放射性物
質を含む一般廃棄物および産業廃棄物のうち，放射性 Cs
濃度が 8,000 Bq kg−1 以下の廃棄物は特定一般廃棄物または特定産業廃棄物として，既存の管理型最終処分場に処分されている．管理型最終処分場では，降雨が処分場内に浸透した浸出水を集排水管で集め，浸出水処理施設
で処理をした後，処理水を周囲の水域環境へ放流している（Fig. 2）．浸出水処理施設は有機成分や重金属等の有害物質を除去するために複数の処理工程から構成されている．しかし，既存の管理型最終処分場では放射性物
質を埋め立てることを想定していないため，浸出水処理

3.2 管理型最終処分場の土壌層の Cs 保持能向上に関する検討
著者らは，管理型最終処分場から放射性 Cs の漏出を防100止する目的で，Fig. 3 に示す土壌層の土壌に粘土鉱物を混合することによる土壌層の Cs 保持能向上を検討した．
最終処分場内の土壌層中の液相は前述の浸出水である．

Fix.Cs (%)

いくつかの管理型最終処分場の浸出水の水質を Table 1に示す．浸出水には廃棄物から溶出した様々な物質が含95

まれており，Ca や K，Mg 濃度が高い．また，ここで示している Cs 濃度は安定同位体 Cs（133 Cs）の濃度である．浸出水中にはそもそも天然に存在する 133 Cs が µ g

L−1 オーダーという極低濃度で含まれている．加えて，溶存有機態炭素（DOC）も含まれている．土壌層中に粘土鉱物を混合することによる放射性 Cs の吸着保持量の90

向上の程度は，後述するように浸出水の水質に依存する．

3.3 吸着等温線から見る粘土鉱物への Cs 吸着に対す

850る液相の水質依存と Cs 吸着サイトとの関係

1

2

3

1/(Relative illite content)
Fig. 1137 Cs 固定率（Fix.Cs）と相対イライト含有量の関係．

Cs の土壌または粘土鉱物への吸着特性を示す吸着等
温線は，吸着平衡後の液相中 Cs 濃度（C）と固相への Cs
吸着量（Q）からを求められるが，その多くが Freundlich
モデルに適合する．

石川ら (2007) より引用．

Q = KF ×Cn

Relationship between Fix.Cs and relative illite content. Adaptedfrom Ishikawa et al. (2007).

KF ：Freundlich 係数
n：Freundlich 指数解説：土壌中の放射性 Cs の挙動と粘土鉱物，土壌有機物の関係

27

Fig. 2 管理型最終処分場の概要．
Schematic diagram of a controlled landﬁll site.

Fig. 3 特定一般廃棄物 · 特定産業廃棄物の埋立処分に係る処理基準の概要．
Schematic diagram of landﬁll standard for speciﬁed general and industrial wastes.

Table 1 管理型最終処分場の浸出水の水質．
Water quality of controlled landﬁll leachate.
処分場

Ca [mg L−1 ]K [mg L−1 ]Mg [mg L−1 ]Cs [µ g L−1 ]pH

DOC [mg L−1 ]

E 処分場
I 処分場
M 処分場

1554
2610
2002

604
736
1633

106
103
1.4

16.6
3.4
24.9

7.4
7.4
7.2

23.8
14.9– 23.4
38.3

Table 2 Freundlich 式のパラメータと相関係数．Ishikawa et al (2017) より引用し抜粋．
Freundlich isotherm parameter and correlation coefﬁcient. Adapted from Ishikawa et al. (2017).

Illite W
Illite Y
ZeoliteKF

Cs 水溶液nR

KF

Cs 添加浸出液nR

7.5 × 103
2.6 × 104
3.3 × 104

0.62
0.51
0.96

> 0.990.99
0.95

4.2 × 101
5.5 × 101
1.0 × 103

0.91
0.84
1.02

> 0.990.99
0.95

Freundlich 式は経験式であり，n と KF の理論的な解釈

方 n は収着の強度や収着サイトの不均質性に関連していet al., 2017）から得られた吸着等温線から，鉱物の Cs 吸
着サイトについて議論したい．超純水に Cs を溶解した
Cs 水溶液と，最終処分場浸出水に Cs を溶解した Cs 添
加浸出液を試験液とし，遠沈管内で各鉱物と数段階の Cs
濃度の試験液を振とう混合し，吸着平衡後の液相中 Cs
濃度と固相への Cs 吸着量を求め吸着等温線を得た．どちらの試験液でも吸着等温線は Freundlich モデルに適合ることが知られており，1 に近い数値であるほど吸着サした．

は議論の余地があるものの，基本的に KF は吸着容量に関連した係数であり，n は吸着サイトの均質性に対応した値である（Foo and Hameed, 2010）．n が 1 の場合である Q = KF × C は Henry 式であり，この場合の KF は濃度に依存しない吸着性を示す分配係数（Kd ）となる．一

イトの均質性が高い（Foo and Hameed, 2010）．多くが各吸着等温線を Freundlich 式に当てはめた場合の各パ

Freundlich 式に適合する．

ラメータと相関係数を Table 2 に示す．イライトでは Cs

2 種類のイライト（illite W, illite Y）とモルデナイト型ゼオライトを用いた Cs のバッチ収着実験（Ishikawa

水溶液での n 値は 0.51 ∼ 0.62 であり，Cs 含有浸出水での n 値は 0.84 ∼ 0.91 であった．競合イオンが含まれて

土壌の物理性28

第 152 号（2022）（B）ゼオライト接触後，（Ｃ）イライト接触後．Tameta etFig. 4 土壌溶液の三次元蛍光スペクトル．（A）鉱物接触前，al. (2021) より一部抜粋．
Three-dimensional ﬂuorescence spectrum: (A) soil solution; (B) after contact with zeolite; (C) after contact with illite.
Adapted from Tameta et al.(2021).

いない Cs 水溶液ではイライトが持つ RES と FES 両方増加すると推定される Cs 収着量よりも実際の収着量はへの Cs 吸着が可能であるために Cs が吸着できるサイ

低い（千葉ら, 2019）．その理由は，土壌に混合した粘土

トがより不均質となり n 値が小さくなる．それに対して
Cs 含有浸出水では RES へは浸出水中に含まれる Ca や
Mg などの他のイオンが優先的に吸着し，Cs は FES のみに吸着することとなるため，Cs が吸着できるサイトと鉱物へ土壌有機物が吸着することで，イライトの FES やしてはより均質性が高くなると言える．モルデナイトでフミン酸，フルボ酸，ヒューミンに分類されている．土はどちらの試験液でも n は 1 前後であり，Cs が吸着す壌有機物には特定の構造を持たず，土壌によってその特るサイトに異質性が認められない．

性も異なるが，カルボキシル基や水酸基，カルボニル基

ゼオライトの細孔への Cs のアクセスを妨害するからであると考えられている．
土壌有機物は一般的に酸やアルカリへの溶解性から3.4 放射性同位体 Cs と安定同位体 Cs の関係など様々な官能基や芳香族化合物を持つことが知られ浸出水中にはそもそも天然に存在する安定同位体 Csており（熊田，1981），粘土鉱物と相互に作用する．ま（133 Cs）が µ g L−1 オーダーという極低濃度で含まれてた，13 C NMR と FT-IR 分析を利用することで，土壌中いる（Table 1）．133 Cs と 137 Cs は化学的にほとんど同じの芳香族化合物がイライトやクロライトなどの粘土鉱挙動をするため，鉱物や土壌への浸出水中の放射性 Cs

物表面に強く結合することが示されている（Hong et al.,の吸着挙動を検討する場合には，その際の Cs 濃度を放2019）．イライトは，鉱物に溶存有機物がわずか 2 mg
g−1 吸着することで同じ方法による比表面積測定値が半分以下にまで減少したことが報告されている（Kaiser and
Guggenberger, 2003）．また，イライトにフルボ酸を混合したことで分配係数が 1 桁低下したのに対し，モンモリ
ロナイトでは 30 % 程度低下したのみであり（Stauntonand Rouband, 1997），土壌有機物による粘土鉱物への Cs

射性 Cs 濃度ではなく元素としての Cs 濃度，すなわち133 Cs，134 Cs，137 Cs の合算した濃度として考える必要がある．放射性 Cs の排水基準は，含まれる放射性 Cs が
137 Cs のみと考えた場合 90 Bq kg−1 であり，これはおおよそ 28 pg L−1 に相当する．排水基準の 1000 倍高い
濃度の 137 Cs が浸出水中に含まれていたとしても 28 ng

L−1 であり，浸出水中の 133 Cs の濃度と比較すると無視できるほど小さい．137 Cs 濃度は一定で 133 Cs 濃度を増加させた場合，137 Cs の Kd は顕著に低下する（福井 · 桂
山，1976）．実際に微量の 137 Cs を添加した浸出水を用い
137てCs の Kd を求めると，浸出水中の 133 Cs から求めた
Kd と同等となる（伊藤ら, 2016）．上述のように 134 Cs と137 Cs の濃度は 133 Cs と比較して無視できるほど微量なので，133 Cs 濃度のみで収着能を評価できる．したがって，廃棄物から溶出した放射性 Cs がどの程度土壌や鉱物に収着するのかは，浸出水中の 133 Cs 濃度に依存する．
3.5 Cs 収着に対する土壌有機物の影響
土壌にイライトまたはゼオライトを混合すると，Cs の吸着量は増加する．しかし，混合した粘土鉱物によって収着阻害の度合いは鉱物によって異なると考えられる．
モルデナイト型ゼオライトとイライトへの Cs の収着に対する溶存有機物（DOM）の影響に関する研究（Tameta

et al., 2021）を紹介する．黒ボク土壌と超純水を混合した後ろ過した DOM を含むろ液（土壌溶液）と，土壌溶
液と粘土鉱物を接触混合した後の液をろ過したろ液について三次元蛍光分析を行った（Fig. 4）．鉱物接触前の土壌溶液（Fig. 4（A）
）ではフミン酸とフルボ酸のピークが確認できる．ゼオライト接触後（Fig. 4（B）
）およびイライト接触後（Fig. 4（C）
）では図のピークの色が薄くなっている．これは蛍光強度が低減した分の DOM が鉱物に吸着したことを意味し，特にイライトの方で吸着量が多い．この DOM の減少は，全有機体炭素計で鉱物接触前

解説：土壌中の放射性 Cs の挙動と粘土鉱物，土壌有機物の関係
後の試料を測定しても差が見られないほど小さい．しか29

63–68, doi:10.1097/SS.0000000000000194.

しながら，あらかじめ鉱物と土壌溶液を接触させ DOM

伊藤美穂, 野呂田将史, 石川奈緒, 伊藤 歩, 海田輝之 (2016):が吸着した状態で Cs を添加すると，DOM を事前に吸管理型最終処分場浸水中の Cs の天然鉱物ゼオライト, イ
ライト, バーミキュライトへの収着特性. 土木学会論文集

着させない場合より 70 % 以上も Cs 収着が阻害される．
極少量の DOM の吸着が鉱物の Cs 収着に大きな影響を及ぼすことが示されている．

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4. おわりに

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土壌や鉱物への Cs の吸着に関する研究の歴史は比較的古く，特に福島第一原子力発電所の事故以降，活発に研究が行われてきた．さらに近年では分析機器の発展に

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駒村美佐子, 津村昭人, 山口紀子, 藤原英司, 木方展治, 小平

報や新たな知見が生まれており，まだまだ学術的に魅力

潔 (2006): わが国の米，小麦および土壌における 90 Sr と的なテーマである．今後の研究の発展にも注目していき

137 Cs 濃度の長期モニタリングと変動解析. 農業環境技

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30

土壌の物理性要第 152 号（2022）

旨

放射性 Cs は，土壌中に存在する Cs を選択的に吸着固定できるサイトを持つ粘土鉱物により強く保持されるため，土壌中では非常に動きにくい．一方でその吸着特性は様々な要因に依存する．本解説では，
福島第一原子力発電所の事故により発生した放射性物質を含む廃棄物の中でも特定廃棄物の最終処分において，管理型最終処分場に設置された土壌層に関連し，Cs の土壌および粘土鉱物への吸着挙動に影響を及ぼすいくつかの因子すなわち液相中に共存するイオンの濃度や，天然に存在している安定同位体

Cs，また土壌有機物の存在について，筆者のこれまで実施した研究を交え話題を提供する．
キーワード：放射性 Cs，安定同位体 Cs，管理型最終処分場，浸出水

J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152 p.31 ∼ 38 (2022)

森林総合研究所における森林内の放射性セシウムに関する最近の研究成果
篠宮佳樹 1

Recent researches for radiocesium in forests at the Forestry and Forest Products Research InstituteYoshiki SHINOMIYA1ると言われている．これらの調査地での森林土壌（落葉1. はじめに2022 年 7 月現在，東日本大震災に伴い東京電力福島第一原子力発電所（以降，福島原発と表記）で原子力災害が発生してから 11 年 4 か月が経過した．国立研究開発法
人森林研究 · 整備機構森林総合研究所（以降，森林総研と表記）では，福島原発事故が起きた 2011 年の夏から福島県の川内村，大玉村，只見町の複数の森林で，森林内の放射性セシウムの分布実態を調査してきた．その調査を毎年継続することにより，森林内の放射性セシウムの動態を明らかにしてきた（Komatsu et al., 2016; Imamura

et al., 2017; Ohashi et al., 2017）．この間，研究成果の解説や普及に努めた（小林, 2014; 小林, 2017）．本報告では，森林総研で実施された福島原発事故由来の放射性セシウムに関する調査 · 研究のうち，2017 年以降の成果について解説する．

層と鉱質土壌）における 137 Cs の経年変化を定量的に解析するため，指数回帰モデル（137 Cs の移行と分配がまだ活発であると想定）と指数オフセット回帰モデル（平衡状態と定義される，安定した 137 Cs 分布への移行を想定）を用いて深度別の 137 Cs 蓄積量の経年変化を解析した（Manaka et al., 2022）．落葉層では，137 Cs 蓄積量は指数関数的に減少した（Fig. 1）．一部の調査地では減少する程度が異なっていた．鉱質土壌に関して，表層（0∼ 5 cm）では，137 Cs 蓄積量は当初増加し，その後比較的一定となり，ほとんどの調査地で指数オフセット回帰
モデルが選択され，現在既に平衡状態に入っていることが示唆された．また，鉱質土壌の次表層（5 ∼ 10 cm）では指数関数的な増加傾向がみられたが，より深い鉱質土壌（10 ∼ 15 および 15 ∼ 20 cm）では 137 Cs 蓄積量の明確な増加傾向や減少傾向はみられなかった．Relaxation

depth（緩衝深度；一般的に土壌中放射性セシウム濃度は
地表から深層に指数関数的に減少する。その濃度が地表2. 森林内の放射性セシウムの動態

面の 1/e（≒ 1/2.7）となる深さ），Migration center（移森林総研では，森林生態系におけるセシウム 137（以降 137 Cs と表記）の森林内の分布の経年変化を明らかにするため，137 Cs 沈着量や樹種の異なる 10 の森林で葉，枝，材，土壌の 137 Cs の濃度や蓄積量を事故後 10 年間調査した．2011，2012 年の事故直後 1 ∼ 2 年で，葉や枝の 137 Cs は地表へ移動し，次第に鉱質土壌の表層に多く溜まっていく傾向を示した．2016 年以降，鉱質土壌の表層に 90 % 以上存在し，その傾向はここ数年変化していないという実態が明らかになった．この傾向は，樹種や地域に関わらずどこも概ね同じような状況であった．
森林生態系に沈着した 137 Cs は，数年 ∼ 十数年経過すると，大部分が鉱質土壌表層に存在し，ごく一部が樹木根系により吸収，落葉落枝により地表に還元される，吸収量と還元量が見かけ上釣り合った状態（平衡状態）にな
1 森林総合研究所

2022 年 8 月 16 日受稿

2022 年 10 月 21 日受理

Fig. 1 落葉層および鉱質土層表層（深さ 0〜5 cm）の放射性セシウム（137 Cs）蓄積量の経年変化（スギ林 4 調査地の結果を表示）．〇は観測値を，線と帯はそれぞれ回帰曲線と 80 % 信
頼区間を表す．Manaka et al. (2022) を改変．

土壌の物理性

32

第 152 号（2022）

動の中心位置；放射性セシウム蓄積量の重心を表す深さ）

た．冬季に実施したのは，冬季は成長が休止し，137 Cs（Imamura et al., 2020）の 2 つの指標を使って検討した結濃度が安定すると考えられるためである．原発事故後に果からも，137 Cs の下方への移行は進んでいないことが伐採更新されたコナラ萌芽林（34 か所）で，放射性セ明らかになった．

シウムが蓄積している深さ 0 ∼ 5 cm の土壌の 137 Cs 総

同じ調査地点で樹木（スギ，コナラ，アカマツ，ヒノ

量，交換性 137 Cs 量，交換性カリウム，交換性カルシウ

キ）の木材と樹皮の 137 Cs 濃度の事故後 10 年間の変化

ム，pH 等の土壌化学性とコナラ当年枝の 137 Cs 濃度とが解析された（Ohashi et al., 2022）．木材中の 137 Cs 濃度の関係を解析した．コナラ当年枝の 137 Cs 濃度に有意なは事故後数年間，多くの森林で増加傾向にあったが，そ影響が認められたのは，土壌中の交換性カリウム量と交の後増加が頭打ちあるいは減少に転じたことが明らかに

換性 137 Cs 量であった．特に，土壌中の交換性カリウムなった（Fig. 2）．一方，樹皮中の 137 Cs 濃度は全体的に量の影響が大きかった．土壌中の交換性カリウム蓄積量減少傾向にあった．土壌からの 137 Cs の吸収量が多いとが多いとコナラ当年枝の 137 Cs 濃度が低く，両対数グラ考えられた森林では濃度の減少率が低い傾向にあること

フ上で負の相関が認められた（Fig. 3）．土壌中の 137 Csがわかった．
森林土壌や樹体の 137 Cs の経年変化から，多くの森林で樹木による土壌からの 137 Cs 吸収と落葉落枝による地表への 137 Cs 還元が次第に釣り合ってきていると考えられる．137 Cs の吸収量や還元量は，鉱質土壌に存在す
る 137 Cs 量に比べてわずかであると予想されている．しかし，わずかな量であっても循環する 137 Cs が木材中の
137 Cs 濃度を左右するので，吸収量，還元量そのものを定量的に明らかにする必要がある．それらの解明は，林
産物の将来の 137 Cs 濃度予測の精度向上につながると期待される．また，一部の調査地では，落葉層の 137 Cs 蓄
積量や木材 · 樹皮中の 137 Cs 濃度の変動傾向が異なることが認められた．それらの動向を注視するとともに，調査地間で 137 Cs の変動傾向が異なる要因を明らかにすることも重要である．

3. 停滞した林業の再生
福島県は阿武隈地方を中心にきのこ栽培に用いる原木の生産が盛んで，他県にも多くの原木を供給していた．
しかし，福島原発事故後，食品の放射性セシウムの基準

Fig. 2 木材 · 樹皮中の 137 Cs 濃度の経年変化（2 つの落葉広葉樹林調査地のコナラの結果を表示）．◯と△は観測値を，線と帯はそれぞれ推定された傾向の中央値と 95 % 信頼区間を示す．森林総研プレスリリース（https://www.ffpri.affrc.go.jp/
press/2022/20220804/index.html）より作成．

値（100 Bq kg−1 ）を超えないようにするため，2012 年

3 月にきのこ原木に対して指標値 50 Bq kg−1 が設定された．そのため，原木の放射性セシウムがこの値を超えた地域では，きのこ原木の生産が停止してしまった．この影響は福島県だけにとどまらず，周辺の他県にも及んだ．
原木きのこの生産者は，原木きのこ栽培を再開するため，
西日本など遠方から原木を取り寄せるなどの努力をしている．その一方で，地元の原木を利用したいという根強い要望がある．そのような要望に応えることを念頭に，原木に利用される代表的な樹種であるコナラを対象に原木林の利用再開につながる研究を実施している．土壌から樹体に吸収されたセシウムは，成長部位に集積する傾向がある．そのため，成長が盛んな当年枝の 137 Cs 濃度
を 137 Cs 吸収の指標として利用した．そして，コナラ当
年枝（その年に新たに伸びた枝）の 137 Cs 濃度と土壌の化学性や放射性セシウム量との関係を調べた（Kanasashi

et al., 2020）．調査は，2016 年から 2017 年の冬季に，きのこ原木の主産地であった福島県田村市都路町で実施しFig. 3 土壌の交換性カリウムとコナラ当年枝の 137 Cs 濃度との関係．森林総研プレスリリース（https://www.ffpri.affrc.
go.jp/press/2020/20201028/index.html）より作成．

解説：森林総合研究所における森林内の放射性セシウムに関する最近の研究成果

33

Fig. 4 コナラ当年枝の放射性セシウム濃度の季節変動．くぼみのある灰色の四角の中央の線が中央値，その上下の灰色の範囲が中央値の 95 ％信頼区間を示す．この灰色の範囲を横軸方向に比較した際に，点線で囲まれた部分のように重複が見られる場合は，その中央値に統計的な差がないことを意味する．森林総研プレスリリース（https://www.ffpri.affrc.go.jp/press/2022/20220113/index.html）
より作成．

総量が同じ程度（50 ∼ 70 kBq m−2 ）の 2 つの調査区をたものである．この変換により，複数の調査地で得られ比べると，土壌中の交換性カリウム量が 1.0 g m−2 の調

た様々なコナラ当年枝の放射性セシウム濃度を比較する

査区では当年枝の 137 Cs 濃度は 6300 Bq kg−1 であったことが可能になる．全ての観測結果は，2018 年 6 月 1 日が，交換性カリウム量が 6.4 g m−2 の調査区の当年枝の時点での濃度に再計算した値を用いた．解析の結果，コ

137 Cs 濃度は 39 Bq kg−1 と，約 160 分の 1 であった．まナラ当年枝の規格化された放射性セシウム濃度は 11 月

た，土壌の交換性 137 Cs 量が多い場所でコナラ当年枝のから翌年 3 月だけでなく，8 月から 10 月と 4 月でも安137 Cs 濃度が高い傾向があり，コナラの 137 Cs 吸収には定していた（Fig. 4）．つまり，幹の濃度推定に利用可能

土壌の 137 Cs 総量よりも交換性 137 Cs 量のほうが影響しな当年枝の採取時期は，8 月から翌年 4 月までの 9 か月ていることもわかった．これらの成果は，きのこ原木と間に拡大できることが分かった（Sakashita et al., 2021）．

して利用できる原木林を探すための手がかりになると考なお，田村市と気候（気温など）が異なる地域では，図えられる．

中の調査可能な期間が変化する事に注意を要する．今回

停滞したきのこ原木林の利用再開に向けて，伐倒することなく幹の放射性セシウム濃度を推定する手法についの成果は，きのこ原木林の放射性セシウム濃度に関連する事業を推進する際の活用が期待される．

ても研究が進められた．当年枝を用いた方法では，放射性セシウム濃度が安定していると想定される 11 月から

4. 野生きのこや山菜に関する研究成果

翌年 3 月までに採取していた．試料採取期間が限られるため，調査を進める上で大きな制約となっていた．そこ

原発事故から 10 年が経過したが，依然として野生きで調査可能な期間について拡大可能かどうか検討するたのこや山菜の放射性セシウム濃度が高い地域が残っておめ，福島県田村市都路町の複数のコナラ萌芽林で当年枝り，広い範囲で出荷制限が課されるなど，その影響はまを年間を通じて数度採取し，その放射性セシウム濃度のだ続いている．また，放射性セシウム濃度が高い野生き季節変動を調査した（Fig. 4）．Fig. 4 の横軸の「5 月 1 日のこや山菜を自家消費することによる内部被ばくの心配を基準とした日数」は，福島県田村市都路町でコナラがもある．こうしたことから，野生きのこや山菜の種や採展葉を始める時期を基準にした．縦軸の「規格化した放取地点による放射性セシウム濃度の違いを把握すること

射性セシウム濃度」は，観測期間の放射性セシウム濃度は重要である．

の平均値をゼロに設定し，その変動幅を標準偏差で割っ

Komatsu et al.（2019）は，原発事故後に各自治体にお土壌の物理性

34

第 152 号（2022）

Fig. 5 野生きのこ · 山菜の区分ごとに示した種の濃度特性値（a）と 137 Cs 濃度の年変化率（b）．森林
総研研究成果（https://www.ffpri.affrc.go.jp/research/saizensen/2022/20220325-01.html）より作成．

いて食品の安全性確認のために行われている食品の放射らつくことがわかった．さらに時間経過による 137 Cs 濃

能検査データに着目し，東日本 14 県 265 市町村から産度変化傾向を解析した（Fig. 5b）．同図で，年変化率が出された野生きのこ 107 種 3189 検体の測定データを解

1 以上の場合は濃度が増加する傾向，1 以下の場合は濃析した．その際，野生きのこの放射性セシウムの吸収し度が減少する傾向があることを示す．菌根菌には増加傾やすさをセシウム吸収度（m2 kg−1 ）で評価した．これ

向のものと減少傾向のものの両方が含まれており，特には，野生きのこの放射性セシウム濃度（Bq kg−1 生重）コウタケの濃度は顕著な増加傾向であった．腐生菌や山を航空機モニタリングで観測した樹木など地上物を含め菜の放射性セシウム濃度は減少傾向にあることがわかった単位面積あたりの総放射性セシウム沈着量（Bq m−2 ）た（Fig. 5）．村内の「小字」の位置情報を考慮したモデで割った値である。解析の結果，セシウム吸収度の高い

ルを用いて解析した結果は，位置情報を考慮しない場合グループには菌根菌とよばれる樹木の根と共生する種類

より濃度の誤差が 40 % 減少した．このことから，詳細のきのこが多く属し，低いグループには主に腐生菌とよな位置情報を含めることにより，濃度の推定精度が向上

ばれる落ち葉や枯れ木などを分解して養分を得る種類のすることがわかった．これらの結果は，今後の野生きのきのこが属していた．セシウム吸収度の最も小さいハタ

こや山菜の出荷制限の見直しの端緒になる可能性がある.

ケシメジ（腐生菌）と最も大きいショウゲンジ（菌根菌）加えて，これらの食品を自家利用する際の参考になるとでは 100 倍以上も異なっていた．こうした違いは，菌糸考えられる．

の分布する場所が木材か落葉か，土壌の浅い場所か深い場所かの違いが影響していると考えられる．野生のきの5. 放射性セシウムの森林流域外への流出

こは，「きのこ（野生のもの）」として一括りにして出荷制限が行われている．今回の研究成果は野生きのこの出森林から渓流水を通じて流出する放射性セシウムにつ

荷制限は種やグループごとに適用できる可能性を示した

いて，Shinomiya et al.（2014）, Iwagami et al.（2017）な

点に大きな意味がある．

どにより極めて少ないことが水文観測に基づいて明らか

さらに Komatsu et al.（2021）では，福島県川内村の住にされている．一方，渓流水を通じて流出する放射性セ民が採取した野生きのこや山菜の放射性セシウム濃度のシウムを実測するのではなく，森林に残留している 137 Cs

検査結果にも着目し，川内村から提供された膨大な数のに着目した，下記研究（Ito et al., 2020）によっても森林検査結果をもとに，種，採取日，採取地がそれらの 137 Csに沈着した放射性セシウムは森林外へは流出せず，森

濃度に及ぼす影響を解析した（Fig. 5）．Fig. 5a の「正林内にとどまっていることが明らかとなった．この研究

規化セシウム 137 濃度」も，きのこや山菜の 137 Cs 濃度

は，福島原発事故発生の直前に採取された全国の森林土（Bq kg−1 ）を，採取した地点における面積あたりの 137 Cs

壌（316 地点）について，1960 年前後に大気圏内核実験

沈着量（Bq m−2 ）で割った値であり，種ごとの 137 Cs ので放出された 137 Cs が現在（約 50 年後）の森林土壌にど吸収しやすさを表す．山菜は野生きのこよりも正規化セの程度蓄積しているか調査し，解析したものである．そ

シウム 137 濃度が低い傾向であった．ただし，コシアブの結果，日本の森林域の 137 Cs 蓄積量の算術平均と標準

ラは山菜のなかでも特別に高い値を示した．また，種の偏差は 2.27 ± 1.73 kBq m−2（2008 年 10 月 1 日時点，土濃度特性は採取地によらず共通であること，また山菜の壌 0 ∼ 30 cm）であった（Fig. 6）．降下から約 50 年が経濃度傾向も野生きのこと同様に種によって 100 倍程度ば過しているため，137 Cs 蓄積量は放射性壊変によりピー

解説：森林総合研究所における森林内の放射性セシウムに関する最近の研究成果

35

2008 年10月1日時点、
深さ30cmまで、1m2あたりFig. 6 日本の森林域の大気圏内核実験に由来する放射性セシウム（137 Cs）蓄積量の分布．森林総研プレスリリース（https://www.ffpri.affrc.go.jp/press/2021/20210112/index.html）より作成．

ク時蓄積量の半分以下になっていた．また，日本海側で規に作業道が開設され，路網密度は 25 m ha−1 から 108

年間総降水量と比較して相対的に高い 137 Cs 蓄積量が観m ha−1 へと上昇した．伐採木はウインチで引き出され，測された．気象庁等の降下物観測所の放射性壊変を補正林業機械で掴みどりされ，林業用作業車両に載せられてした累積 137 Cs のデータセットを入手したところ，その搬出された．試験流域の最下端に流量堰と水位計を設置

累積量は 2008 年 10 月 1 日現在，平均 2.47 ± 0.95 kBq

し，平水時には月 2 回，出水時には自動採水器を用いて

m−2（n = 39）で，今回算出した森林域で 137 Cs 蓄積量と流域面積 59.9 ha の森林流域で，渓流水を通じた懸濁物

1 時間ごとに 1 L の渓流水を採取した．渓流水は 0.5 µ mのガラス繊維フィルターでろ過され，SS 濃度を測定した．出水時の SS 濃度のデータは，間伐前の 21 出水と間伐後の 37 出水について収集された．また，時間積分型 SS サンプラーを堰近くの渓流内に設置し，2 ∼ 3 ヶ月
ごとに SS を採取し，SS の 137 Cs 濃度を測定した．間伐前（2010 年 7 月から 2012 年 8 月）と間伐後（2013 年
10 月から 2018 年 12 月）の出水時の最大 SS 濃度，1 回の出水での SS 流出量を比較したところ，いずれも間伐実施後の方が間伐実施前より大きかった．間伐直後，SS
流出は増加する．しかし，SS 流出が増加しても SS に含まれる 137 Cs 流出は制限されていることが明らかになった（Fig. 7）．この要因として，間伐に伴う SS 起源の変化，落葉層の 137 Cs 濃度の経時変化から予想される SS
中の有機物の 137 Cs 濃度の減少，侵食保護効果が予想さ質（SS）と SS に含まれる 137 Cs の流出量を間伐前後のれる作業道表面の植生の回復が考えられる．以上より，

約 8 年間継続して観測した（Shinomiya et al., 2020）．試

間伐が森林流域からの 137 Cs 流出を劇的に増加させるこ験流域の斜面中 ∼ 下部はスギ人工林で，斜面上部は落葉とはないと考えられた．国立環境研究所で実施された観樹林で覆われていた．2012 年から 2013 年にかけて，間測（Nishikiori et al., 2019）において，部分皆伐に伴う SS

伐率 35 % の列状間伐が実施された（2012 年は流域北東

流出と SS に含まれる 137 Cs 流出が検討され，同様の傾部の面積 17 % で実施）
．恒常的な水流のない谷沿いに新向が得られている．

同程度であり，日本海側で多いという同様の空間変動を示した．これらのことから，森林流域外への顕著な流出はなかったと考えられる．また，3 つの土壌層における137 Cs の鉛直分布パターンから，地表に到達した 137 Cs は再分布している可能性が高いことが示唆された．表土とともに移動した 137 Cs は移動した先の土壌に取り込まれて，森林内に留まっていたと考えられる．以上のことより，森林に降下した大気圏内核実験に由来する 137 Cs は森林内を移動しつつも，放射性壊変により減少した残りの大半は降下から半世紀後も森林内に留まっていると考えることができた．
渓流水を通じた放射性セシウムの流出と森林施業との関係についても報告された．福島原発の南西約 120 km，

36

土壌の物理性第 152 号（2022）ている．そのうち，森林の放射性セシウム動態に関するデータを精査し，樹木から土壌への移動，樹木内部への取り込み，土壌内の分布，きのこや山菜，野生動物への取り込み率（移行係数），環境半減期などについて，報告書に取りまとめている．これらの値は，福島の森林での放射性セシウムの動態を網羅的に集約し，一般性のあるデータとして表現した唯一のデータセットである．また，IAEA のプロジェクトという国際的枠組として全世界に広く発信されており，世界中の研究者や行政担当者に活用されると期待される．
こうしたデータベースを利用して，木材中の 137 Cs 濃
度の長期予測に関する研究も行われた（Hashimoto et al.,2021）．日 · 仏 · 英の 8 つの機関の研究者が複数の予測モデルを使って，森林内の 137 Cs 濃度の分布についてシ
ミュレーションを行い，その予測結果を比較，検討した．
その結果，事故後 10 年までは予測モデル間での差が小
さいが，事故から 50 年後の木材の 137 Cs 濃度は予測モデルによって大きく異なることがわかった．長期的な放射性セシウムの動態を正確に捉えるためには，長期的な観測データが重要であることが示唆される．

7. おわりに2017 年以降の研究成果から，福島原発事故により影響を受けた森林は平衡状態に入りつつあるという実態が示されてきた．今後，森林に沈着した 137 Cs の大部分は森林土壌の表層に留まったまま，ごく一部は土壌と樹木の間を循環しながら，半減期約 30 年の放射性壊変によりFig. 7 列状間伐前後の SS 流出量の経年変化（a）と SS に含まれる 137 Cs 流出量の経年変化（b）．Shinomiya et al. (2020)
を改変．

減少していくと予測されている．このうち，土壌と樹木の間を循環する 137 Cs の実態を明らかにすることが今後の課題であり，林産物の将来濃度をより正確に推定するために大変重要である．

6. 森林関連の放射性セシウムのデータベース

行政担当者や一般市民の森林の放射性セシウムへの関心に応えるため，動画や刊行図書を通じて最新の研究成

将来，世界の別の地域での原子力災害が起きた場合に役立てられるよう福島原発事故で得られた科学的知

果の普及に努めている．以下のウェブサイトで解説動画が公開されている．

見とデータを整理しておくことは重要である．森林総研の複数の研究者は，国内の他研究機関や大学の研究

森林立地学会 · 東京大学農学部アイソトープ農学教育研者とともに，国際原子力機関（IAEA）のプロジェクト

究施設 · 森林総研共催シンポジウム『森林で放射性セシ（MODARIA II: Modelling and Data for Radiological Im-

ウムはどう動いているのか？ — 研究者がわかりやすく

pact Assessments II）に加わり，福島原発事故から 9 年間

解説します —』の間に発表された学術論文，各種機関による報告書，ウェ

https://shinrin-ritchi.jp/symposium/

ブ上で公開されたモニタリングデータなどを海外の専門
林生態系の放射性物質動態の実態把握とその時間経過に2021 年度森林総研公開講演会「伝えたい！ 森の中の放射性セシウム — 10 年で明らかになったこと —」ついて取りまとめ，データベースを作成した（Hashimoto

https://www.youtube.com/c/FFPRIchannel

家とも協力して収集し，福島原発事故の影響下にある森

et al., 2020）．また，その全容を IAEA 技術報告書として報告した（IAEA, 2020）．作成されたデータベースに

福島の森林の放射性セシウム問題の全体像を分かりやは，樹木，土壌，きのこの放射性セシウム濃度がそれぞすく知りたい方には，橋本ら（2021）の書籍を推薦する．

れ 8593 件，4105 件，3189 件，樹木，土壌における放射以上，森林における放射性セシウムの動態を知りたいと性セシウム蓄積量がそれぞれ 471 件，3521 件収録され思ったときに活用いただければ幸いに思う．

解説：森林総合研究所における森林内の放射性セシウムに関する最近の研究成果

謝辞

Y. (2017):

Contribution of radioactive

37
137 Csdis-charge by suspended sediment, coarse organic matter,

本稿に紹介した調査研究の一部は，林野庁「森林内にand dissolved fraction from a headwatercatchment in

おける放射性物質の実態把握調査事業」により実施した．

Fukushima after the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power

現地調査では，林野庁，福島県，関係市町村，ふくしま

Plant accident. J. Environ. Radioact., 166: 466–474,

中央森林組合など関係各機関に多大なご協力をいただい

doi:10.1016/j.jenvrad.2016.07.025.

た．国立研究開発法人森林研究 · 整備機構 森林総合研究
所 震災復興 · 放射性物質研究拠点 前拠点長の三浦 覚氏には本稿にご助言をいただいた．ここに記して感謝申し上げます．

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土壌の物理性38

第 152 号（2022）

Ohashi, S., Kuroda, K., Abe, H., Kagawa, A., Komatsu, M.,

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Sugiyama, M., Suzuki, Y., Fujiwara, T. and Takano, T.

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要旨

東京電力福島第一原発事故から 10 年以上が経過したが，森林の放射性セシウムの影響は未だに続いている．森林総研による最近の研究成果から，森林に沈着した 137 Cs の多くは鉱質土壌の表層部に存在し，この数年間落葉層や鉱質土壌表層の 137 Cs 蓄積量にほとんど変化がないこと，幹材の 137 Cs 濃度の増加
傾向が認められなくなったことが多くの森林で示された。これらのことから，森林の 137 Cs は大部分が鉱質土壌表層にあり，ごく一部の 137 Cs が森林内を循環（樹木根系により吸収，落葉落枝とともに地表に還元）する状況になってきていることが明らかにされた．生産が停止した，きのこ原木林の利用再開のため，コナラ当年枝と交換性カリウム量との関係が解明された他，137 Cs の指標となるコナラ当年枝の採取期間について改良が進められた．野生きのこや山菜については，種間差などが判明し，それらの出荷制限の見直しにつながる可能性がある．
キーワード：森林，放射性セシウム，平衡状態，きのこ原木，山菜J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152 p.39 ∼ 46 (2022)

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

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

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

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

積極的に進められてきた（MOE, 2018）．一方，福島県

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

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

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

土壌の物理性40

第 152 号（2022）

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

い．しかし，2.1 節で述べたように，イライトなどの 2:1型層状粘土鉱物は粘土平面部や FES といった Cs に対すカリウム飽和イライトへの Cs 吸着

る吸着選択性が異なる複数の吸着サイトを持つため，土

FES

六員環

粘土平面部

壌や粘土試料を用いた Cs 吸着実験では土壌溶液の Cs

9.4
0.25
37.1
71.7

3.2
2.50
1.8
3.5

1.5
97.25
12.8
24.8

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

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

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

土層間の特異な吸着サイトはフレイド · エッジ · サイト

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

る吸着量は増加することから，Cs 吸着実験において Cs

和させたイライト試料に対して 137 Cs と安定態セシウム

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

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

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

イライト全体の陽イオン交換容量（CEC）に対する各サ

面部や FES といった Cs に対する吸着選択性や吸着容量

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

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

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

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

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

るまでに数週間から数か月の時間を要すると報告した．

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

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

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

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

着量と土壌溶液（液相）中の Cs 濃度の関係をプロット

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

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

Kd =

S
C

(1)

土壌と Cs 溶液の吸着実験において，土壌固相の Cs 吸

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

41

3.2 土壌中の水の流れに伴う Cs 移動に有機物が与える影響

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

壌の反応時間が十分に確保された平衡条件下を仮定した

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

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

素イオンが解離することで負に帯電した有機物が粘土鉱

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

流出が減少した一方で通水後の逐次抽出において交換態

粘土層間への Cs 吸着が阻害されることを示した．一方，

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

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

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

実験後の逐次抽出において土壌から交換態 Cs が検出さ

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

れたことから，既往の報告を踏まえて Cs 濃度 1 × 10−6

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

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

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

Cs 吸着選択性の異なるサイトに与える影響を Hydrus1D

土壌の物理性

42

第 152 号（2022）

Table 2 計算に使用したパラメータ．

θs

θr

Ks

0.51

0.00

0.047

α

n

l

Dw

λ

ρ

0.095

1.30

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

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

(2)

1.23 0.5

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

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

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

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

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

(5)

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

(6)

∂s
=ρ
∂t

{
f Kd

[
]}
∂C
+ α (1 − f )KdC − sk∂t(7)

モデル 4：2 つの異なる非平衡吸着モデル

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

土壌固相が粘土平面部のような可逆的な吸着サイト sk1

モデル 1：単一の平衡吸着サイト（One site–平衡吸着モ
デル）

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

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

∂ s ∂ KdC
=
∂t
∂t

(3)

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

∂ sk= α (ske − sk ) = α (KdC − sk )∂t

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

解説：土壌有機物が土壌中の Cs の移動に与える影響

43

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

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

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

103

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

1.87 × 10−3

RMSE

112
0.017

3.94× 10−5

3.93 × 10−5

3.93 × 10−5

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

定数（min−1 ）である．

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

∂ sk
ρ 2 = ka2 θ c∂t(9)出の実験値ともほとんど一致した（Fig. 3）．また，Two∂s= ka1 θ C − kd1 ρ sk1 + ka2 θ c
∂t

(10)

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

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

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

純に適用して土壌中の速い Cs 移動を表すことが難しい

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

デル間の計算値の精度にて二乗平均平方根誤差（RMSE;

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

土壌の物理性

44

第 152 号（2022）

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

フィッティング
パラメータ

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

有機物吸着土壌4.78
1.68 × 10−20.95 × 10−4

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

1.17
0.26 × 10−2
2.09

1.18
0.80 × 10−20.61

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

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

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

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

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

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

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

度 Cs 条件下の未処理土壌では，可逆吸着サイトの吸着

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

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

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

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

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

明らかにされていない．Tatsuno et al.（2022） はナトリ

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

45

引用文献

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

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

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

カラム通水実験を行ったため，有機物の細胞内に取り込

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

まれた Cs の移動については評価できていない．この点

radioactive cesium and barium ions onto solid humic acid.

については，現在も除染が十分に行われていない福島県

J. Hazard. Mater., 168: 695–703,

内の帰還困難区域内から採取した有機物試料を用いるこ

doi:10.1016/j.jhazmat.2009.02.090.

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

いて検討することができると考えられる．また，鉱物粒

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

子と有機物の複合体の場合は，粒子表面の負電荷の増加

bilization and leaching of natural and water dispersible

や土壌内での易動性は土壌の pH やイオン強度条件など

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

合体が土壌固相に吸着することも考えられるため（Flury

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

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

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

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

Cs の担体輸送についても今後，適正な実験条件下による

of Cs on illite nonequilibrium behavior and reversibility. J.

カラム通水実験や数値実験を用いた検討が必要である．

4. まとめPhys. Act. Health, 55: 433–440,
doi:10.4319/lo.2013.58.2.0489.
Deb, S.K. and Shukla, M.K. (2011): A review of dissolved
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doi:10.4172/2161-0525.1000106.

林部における全面的な除染は行われず，森林土壌にはい

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

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

動態把握が重要であると考えられる．森林土壌では土壌

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

中の有機物の存在により Cs が比較的土壌深くまで移動

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

しており，バッチ吸着実験や放射能汚染地域の土壌調査

doi:10.1201/9781420039993.ch4.

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

粘土鉱物に吸着することで，土壌固相への Cs 吸着を阻

induced object retrieval deﬁcits and behavioral deﬁcits af-

害し，Cs 移動を促進していることが報告されてきた．一

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

方，降雨時の土壌水の移動に伴う速い Cs 移動は，バッ

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

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

説明することが難しい．これらについては，カラム通水

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

実験のように液相の Cs と土壌固相の反応時間が短い状

ural organic matter and the expandability of clay minerals

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

on cesium adsorption and mobility. Geochim. Cosmochim.
Acta, 135: 49–65, doi:10.1016/j.gca.2014.02.049.
Fan, Q.H., Xu, J.Z., Niu, Z.W., Li, P. and Wu, W.S. (2012):
Investigation of Cs(I) uptake on Beishan soil combined
batch and EDS techniques. Appl. Radiat. Isot., 70: 13–19,
doi:10.1016/j.apradiso.2011.07.004.
Flury, M. and Qiu, H. (2008): Modeling colloid-facillitated

謝辞

contaminant transport in the vadose zone. Vadose Zone J.,
7: 682–697, doi:10.2136/vzj2007.0066.
Koarashi, J., Atarashi-Andoh, M., Matsunaga, T., Sato, T.,

本研究は，科研費基盤研究（A）15H02467 の支援を受

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

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

分析においては NPO ふくしま再生の会や東京大学環境

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

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

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

こに記して感謝する．

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土壌の物理性

46

第 152 号（2022）

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Spezzano, P. (2005): Distribution of pre- and post-Chernobyl

sediments from the Hanford Site, USA. Geochim. Cosmochim. Acta, 66: 193–211.

要旨

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

型式︓WDR-1-3WET 型

主な特徴● 現場で瞬時に⼟壌⽔分/EC/温度を測定可能● ハウス栽培、露地栽培・植物⼯場等、あらゆる環境に適します● 従来では難しかった体積⽔分率 40%以上の測定も可能● ⼤型カラー液晶搭載による⾼い視認性と、タッチパネルによる直感的な操作性● 計測データはメモリーカードに記録され、1 測定当たり最⼤ 65,000 件の記録が可能

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J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性

Miscellaneous

No. 152 p.49 ∼ 51 (2022)「土壌の物理性」 J-STAGE 登載後のアクセス統計報告
小島悠揮 1

A report on access statistics of Journal of the Japanese Society of Soil Physics
after registered on J-STAGE
Yuki KOJIMA1

たこの期間は，非会員が閲覧できる記事数が少なかった

1. はじめに
土壌物理学会の刊行誌である「土壌の物理性」はこれまで学会ホームページにて掲載記事を公開してきたが，より広い情報公開を目指し，2020 年 6 月から科学技術振興機構（JST）が運営する電子ジャーナル無料公開システ
ム J-STAGE への登載を開始した．当時の最新号であった 143 号から登載を開始し，144 号以降は学会員への送付と同時に J-STAGE に登載されるようになった（ただし，フリー記事やオープンアクセス記事を除き，搭載から 1 年間の学会員限定閲覧可能期間を設けている）．また 2021 年 4 月からは 143 号以前のバックナンバーの登載を降順で開始し，2022 年 3 月に全号の登載が完了した．J-STAGE に登載されたことにより Google Scholarなどの論文検索サイトでも「土壌の物理性」の記事がヒットするようになり，「土壌の物理性」の露出度は大きく改善されたと考えられる．また J-STAGE 登載に伴い，掲載記事全てに doi が付与されたことも大きな利点である．さらに J-STAGE 登載雑誌は，雑誌へのアクセス統計が毎月示され，雑誌記事へのアクセス数やアクセス元
機関等を確認できる．そこで本資料では，登載を開始した 2020 年 6 月から本資料執筆時の最新データ（2022 年

5 月）までのアクセス統計結果について報告したい．

2. アクセス統計結果
Fig. 1 に 2020 年 4 月から 2022 年 5 月までの記事 PDF
アクセス数と登載された記事数を示した．143 号登載直後の 2020 年 6 月，7 月のアクセス数は 243 と 451 だったが，その後バックナンバーの登載を開始する 2021 年 3
月までは月 30 ∼ 170 程度と比較的低い水準で推移した．
6，7 月のアクセス数には登載作業に関連したアクセスが含まれていると考えられる．最新号のみ登載されていためアクセス数も限定的だったと考えられる．バックナ
ンバーの登載を開始した 2021 年 4 月以降，登載記事数の増加に伴ってアクセス数も急激に増加した．2021 年 7
月以降は月 1,000 アクセスを超えるようになり，2021 年

12 月には最大となる 12,333 アクセスを記録した．その後は 2,700 から 9,400 程度の幅を持ちながらも高い値で推移している．また，特徴的な傾向として，12 月や 1 月のアクセス数の増加が 2020 年度も 2021 年度も見られた．これらは卒業論文や修士論文などの提出時期に関連していると考えられる．また 2022 年の 4 月にも急激な増加が見られたが，こちらは大学の研究室配属に関連しているのではないだろうか．
次に J-STAGE 上の「土壌の物理性」にアクセスした機関について報告する．アクセス元の機関は全てが識別されているわけではないので，ここでは識別された機関についてのみの報告となる．アクセス元機関は国内の大学が大勢を占め，全部で 127 の大学からのアクセスが確認された．次いで国内の 48 企業からのアクセスがあった．国内企業は主にメーカーで，化学，電気，鉄鋼，自動車，製薬やエネルギーなど幅広い分野の企業が含まれていた．さらに国内の研究所 16 機関から，また国内の1 つの学会からのアクセスがあった．海外からのアクセスも大学が多く，26 の海外の大学からのアクセスがあった．米国の大学が最も多く（10 大学），次いで韓国の 3大学，中国とスイスが 2 大学であった．他にもフランス，
イギリス，オーストリア，オランダ，スウェーデン，インド，マレーシア，台湾の大学からのアクセスがあった．
また海外の 2 企業（それぞれ米国とカナダのメーカー）
からのアクセスがあった．「土壌の物理性」は日本語の記事が多いので，国内のアクセス元が多いのは当然として，海外の機関も少なくないといった印象を受けた．
アクセス元の機関数は国内の機関が最も多かったものの， アクセス数 を国別にみてみると印象が変わってくる．Fig. 2 は J-STAGE 登載開始から現在までの登載記

1 Faculty of Engineering, Gifu University, 1-1 Yanagido, Gifu City, Gifu

事への国別アクセス数を示したものである．これまでの501-1193, Japan. Corresponding author：小島悠揮，岐阜大学工学部．
2022 年 7 月 4 日受稿 2022 年 7 月 5 日受理

全 66,767 アクセスのうち，半分以上に相当する 38,129
アクセス（57 %）が実は米国からのものである．日本か土壌の物理性50

第 152 号（2022）

Fig. 1 「土壌の物理性」J-STAGE 登載開始（2020 年 6 月）から現在（2022 年 5 月）までの記事 PDF アクセス数と登載記事数の変化．

程度を占めている．またハーバード大学の他にもマサチューセッツ工科大学からのアクセス数も多かった（それでも全アクセス数の 2 ％程度）．これらのような米国の有力大学では，前述の翻訳ツールを活用して他国語論文を解読し，そのデータベース化を図っている可能性があり，それが大量アクセスに繋がっているのではないだ
ろうか．

J-STAGE の統計データには，記事毎のアクセス数も示されるため，どの記事が盛んに読まれているのかを知ることができる．Table 1 に J-STAGE 登載開始から現在までの記事 PDF 数の上位 20 位を示した．様々な内容の記事が含まれており，傾向を分析することはやや難しいようである．J-STAGE 登載後全ての期間を対象としたため，公開期間の長い比較的最近の号数に掲載された記事が多い．その中でも発行年が古い記事は影響力が強い
Fig. 2 2020 年 6 月から現在 2022 年 5 月までの国別「土壌の物理性」アクセス数．

と考えられるだろうか．全バックナンバーの登載完了か
らまだ数カ月しかたっていないため，しばらく時間が経過してから改めて確認してみたいと思う．ちなみに月間

らのアクセス数は 2 番目の 13,268 回（20 %）とそれよ
りかなり小さい値となっている．また日本の次にはドイ
ツ，イギリス，中国と論文出版数の多い国が続いていて，米国以外の研究が盛んな国からのアクセスも多いことがわかる．米国と日本の順番が逆転している以外はある程

アクセス数ランキングは J-STAGE 上で誰でも見ることができるため，ご確認いただければ幸いである（https://www.jstage.jst.go.jp/browse/jssoilphysics/-char/ja）．

3. おわりに度理解できる結果と考えられる．近年では DeepL に代表されるような翻訳ツールの発達が著しく，精度の高い

以上，本資料では J-STAGE に登載された「土壌の物理翻訳が可能となってきている．こうした翻訳ツールの発性」のアクセス統計について報告した．順調にアクセス達によって海外研究機関からのアクセスが増加している数が増加し，多くの人の目に触れるようになったこと，ことが推察できる．

日本語の記事であっても海外から多くのアクセスがある

米国からの突出したアクセス数については，先ほどア
クセス元として識別された機関の機関別アクセス数に注
目してみると推察が可能となる．実はバックナンバーの登載を開始した 2021 年以降のアクセスは，米国のハーバード大学が他を圧倒していて，全アクセス数の 20 %こと，アクセス数ランキングによって論文の影響力が可視化されたことなどが示され，本誌に投稿することのイ
ンパクトは以前よりも大きく増加したと考えられる．学会員の皆様が「土壌の物理性」への投稿を考える上で本資料が参考になれば幸いである．

資料：「土壌の物理性」J-STAGE 登載後のアクセス統計報告51

謝辞
バックナンバーの J-STAGE 登載に多大なご協力を頂いた小田奈苗さんに感謝致します．

Table 1 2020 年 6 月から 2022 年 5 月までの記事 PDF アクセス数上位 20 位．
順位

アクセス数

記事情報

（著者，発行年，タイトル，号数，ページ）

1579

飯島慈裕 (2019): 北極域の永久凍土研究の現在：陸域環境変化の視点から．143 号 p. 5–16

2328

山本定博 (2010): メキシコ · カリフォルニア半島コモンドゥ地域における灌漑農地の土壌塩類化の実態と要因解析．115 号 p. 31–36

3

323

山本

肇 (2010): 二酸化炭素地下貯留の数値シミュレーションの現状と課題．114 号 p. 53–58

4277

三石 正一, 溝口 勝 (2014): 静電容量型 ECH2O 土壌水分センサーのキャリブレーション．126 号

p. 63–705273

粕渕 辰昭, 荒生 秀紀, 安田 弘法 (2019): 肥料や農薬に依存した現代農業への警鐘 — 江戸時代に開発された水田の多数回中耕除草法が意味するもの —． 141 号 p. 65–69

6247

金田 吉弘 (2019): 近年における水田土壌の変化と持続的水稲生産に向けた対応．141 号 p. 41–48

7238

若月 利之 (2009): 水田農業の普及によるアフリカの緑の革命実現と土壌物理学的問題点．112 号

p. 13–25
8209

齊藤 忠臣, 藤巻 晴行, 安田 裕 (2008): 誘電率水分計の温度依存性の校正．109 号 p. 15–26

9208池田 成志 (2019): 植物共生科学から考える農耕地生態系の物質循環と持続的農業．141 号 p. 57–63

9208

橋本洋平 (2019): 書評：腐植物質分析ハンドブック — 標準試料を例にして — 第 2 版．143 号 p. 51

11

201

山口敦史 (2019): バイロイト大学での研究を振り返って．143 号 p. 53–56

12

200

中村 公人, 大串 祥子, 池浦 康広, 田中 宣多 (2016): 畑地用水計画のための HYDRUS-1D を用いた土壌水分移動解析における土壌水分特性パラメータの推定例．134 号 p. 25–40

13

193

南條 正巳 (2018): 土の粒子は全部わかるのか — 次の展開に向けて．138 号 p. 1–2

14

192

井上 光弘 (2015): FAO/IAEA 国際共同研究から始まった原位置試験．130 号 p. 43–44

15

183

石黒 宗秀 (2019): 土壌中における溶質の吸着移動現象の基礎理論 II. ラングミュアの吸着式．141 号

p. 85–90
16172

南條 正巳 (2018): 土壌中におけるリン酸イオンの収着 · 沈殿現象．138 号 p. 85–90

17

170

中野 恵子, 深見 公一郎 (2017): 水稲乾田直播栽培におけるローラによる地表面鎮圧が作土の間隙構造に及ぼす影響．136 号 p. 27–35

17

170

南條正巳 , 犬伏和之 , 山本洋子 (2019): 日本学術会議公開シンポジウム「土と持続可能な開発目標（SDGs） — アフリカの土 · 市街地の土 —」開催概要．143 号 p. 29–32

19

163

広田 知良 (2019): 北海道における土壌凍結の農業への利活用を支えた観測手法と観測結果．142 号

p. 13–24
20

158

佐藤 努, 野澤 笑子, 西田 崇人 (2018): 土壌の pH 緩衝作用とそのモデリング．138 号 p. 21–26

20

158

大西 健夫, 田代 悠人, 楊 宗興, 白岩 孝行 (2019): 流域における溶存鉄生成および凍結融解の影響．

141 号 p. 19–29

自然計測のシステムインテグレータ

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true TDR 土壌水分センサ
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計測項目

出力

サイズ・重量

体積含水率(0-100%)
土壌バルクEC(0-5dS/m)
地温(-20-50℃)
比誘電率

デジタル(SDI-12)

本体200Ｌ＊553Ｗ＊19Hｍｍ
150mm/100mmロッド
440g(10m cable)

宇宙線式 土壌水分測定システム
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COSMOS(COsmic-ray Soil Moisture Observing System)は、専用検出器を用いて宇宙線中性子数を測定することにより、それと負の相関性を示す土壌水分を計測するシステムです。半径約300m内の表層土壌水分を非破壊的に計測することができます。また、従来の土壌水分センサ
による点測定ではなく，面スケールの計測となりますので，空間的なばらつきを伴うサイトの面代表値を得ることができます。

計測項目

出力

プローブサイズ・重量

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J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152, p.53 ∼ 55 (2022)

日本地球惑星科学連合 (JpGU) 2022 年大会

A-GE30 地質媒体における流体移動，物質移行 及び環境評価（Subsurface mass transport and environmental assessment）
開催報告
小島悠揮 1 · 濱本昌一郎 2 · 斎藤広隆 3 · 加藤千尋 4 · 森也寸志 5
Yuki KOJIMA1 , Shoichiro HAMAMOTO2 , Hirotaka SAITO3 , Chihiro KATO4 and Yasushi MORI5

1. はじめに者は幕張メッセにて参加し，オンライン参加者は Zoomで聴講する形であった．またハイブリッド化に伴い，ポ

日 本 地 球 惑 星 科 学 連 合（Japan Geoscience Union,

スター発表はオンサイト発表日と，それとは別にオンラ

JpGU）は宇宙惑星科学，大気水圏科学，地球人間圏科

イン発表日が設定された．オンサイトでのポスター発表

学，固体地球科学，地球生命科学などの地球惑星科学にを希望した場合でもオンラインでの発表日には参加が義関連した様々な研究分野の個人および団体から構成され務付けられ、Zoom のブレイクアウト機能を用いて各発る学術組織であり，2005 年に設立された．土壌物理学会

表者との議論の時間が設けられた．更にオンラインでのも 2009 年から JpGU に加盟している．JpGU では毎年

ポスター発表の前には，フラッシュトークの時間が義務

5 月に年次大会が開催されている．2007 年度大会からこれまで 15 年間に渡って，著者らを始めとする土壌物理

付けられたことも今回の変更点であった．

学会員がコンビーナとして国際セッション「地質媒体における流体移動，物質移行及び環境評価」を開催してき

2. 本年度の A-GE30 Subsurface Mass
Transport セッションについてた．このセッションでは，土壌や岩石からなる地質媒体
中の物質移動 · 物質循環について，室内実験，原位置試験，フィールド調査，解析 · 評価モデルおよび関連応用

2022 年度の発表内容を Table 1 に示した．口頭発表 6
件とポスター発表 7 件の全 13 件の発表が行われた．残分野への適用など，広い視点から議論し，国内外におけ念ながら今年度は海外からの参加はなかった．所属はる最新成果の交流を図ることを目的として土壌，地盤，研究機関が 2 件あった以外は全て大学であったが，分環境工学を中心とする発表が行われてきた．2022 年度

野については理学，農学，工学と幅広い分野からの発表

大会でも土壌物理学会共催セッションとしてセッション者がいた．キーワードの特徴として今年度はガス移動を開催したため，本資料で報告する．

と土壌構造に関する研究発表が多く，その他は水 · 熱移2020 年度と 2021 年度は新型コロナウイルス感染症の感染拡大に伴いオンラインで開催されたが，2022 年度大動や測定に関するものが見られた．ガス移動や土壌構会は初めてオンサイトとオンライン双方での参加が可能

究発表が多かったことも原因としてはあるが，近年の研なハイブリッド方式での開催となった．オンサイト参加

究動向を表していると考えられる．また，喜ばしいこと

造に関する研究が多かったことは，コンビーナの関連研に A-GE30 で口頭発表をした大学院生（Table 1，発表番
1 Faculty of Engineering, Gifu University, 1-1 Yanagido, Gifu City, Gifu

501-1193, Japan. Corresponding author：小島悠揮，岐阜大学工学部
2 Graduate School of Aguricultural and Life Sciences, The University ofTokyo, 1-1-1 Yayoi, Bunkyo-ku, Tokyo 113-8657, Japan.
3 Institute of Agriculture, Tokyo University of Agriculture and Technology, 3-5-8 Saiwai-Cho, Fuchu, Tokyo 183-8509, Japan.
4 Faculty of Agriculture and Life Science, Hirosaki University, 3 Bunkyocho, Hirosaki, Aomori 036-8561, Japan.
5 Graduate School of Environmental and Life Science, Okayama University, 3-1-1 Tsushimanaka, Kitaku, Okayama 700-8530, Japan.

号 5）が学生優秀発表賞を受賞した．2022 年度も張（産総研），川本（埼玉大）らをコンビーナとした姉妹セッ
ション「Energy-environment-water nexus and sustainable

development (A-GE31)」が開催された． こちらはポス
ター発表セッションのみの開催で，土壌汚染問題や地盤
材料，再生可能エネルギーに関するものなど，計 8 件の発表があった．

土壌の物理性

54

第 152 号

(2022)

学院生の満足度の高かったようである．ただし，オンラ

3. おわりにイン開催のメリットも十分に認識された中，今後はハイブリッド開催が主流になるのではないだろうか．

3 年ぶりにオンサイトでの参加が可能となった JpGU

今年度の本セッション発表数は過去数年と比較すると年次大会だが，実際にオンサイト参加した人数はそれほ少ないものとなってしまった．しかしながら，国内で英ど多くなく，半数以上はオンライン参加者といった印象語での研究発表ができる貴重な場として，次年度以降もを受けた．今回 4 人のコンビーナ（小島，濱本，斎藤，継続的に開催に取り組んでいきたいと考えている．土壌加藤）のうち，2 名がオンサイトで，残り 2 名はオンラ

物理学会員の皆様には，是非、学生の発表を含め，参加をインで参加したが，オンライン上でのトラブルはオンサ検討して頂きたい．また次年度以降，コンビーナのロー

イトのコンビーナにはわかり難く，しばらく音声が届かテーション等によって更に活性化を図っていきたい．

ない状態でセッションが進行するなど，セッション運営

最後に，本セッションの立ち上げ，運営にご尽力いたの難しさを経験した．限定的な参加人数ではあったもの

だいた産業総合技術研究所の張銘氏が 2022 年 7 月 16 日の，やはりオンサイト開催のメリットを改めて感じる大にご逝去された．この場を借りてご冥福をお祈りいたし会でもあった．複数人での議論やネットワーキングなどます．

が行われている様子が見られた．オンサイト参加した大日本地球惑星科学連合 (JpGU)2022 年大会 A-GE30 開催報告

55

Table 1 2022 年度連合大会 A-GE30 セッション発表課題一覧．
発表形式

国内 · 海外

所属

分野

内容
キーワード

Identiﬁcation of gas migration pathways around faults and1 fold axes using high-precision methane measurement technology

口頭

国内

研究機関

理

ガス移動

Modeling soil-water and heat transport of rain-fed soy2 bean ﬁelds under different hydroclimatic settings throughout
Japan

口頭

国内

研究機関

理

水 · 熱移動

Methane gas emission from paddy soils affected by waterand structural management

口頭

国内

大学

農

ガス移動

口頭

国内

大学 ∗

農

水移動

口頭

国内

大学 ∗

農

ガス移動

口頭

国内

大学 ∗

農

ガス移動

ポスター

国内

大学 ∗

農

土壌構造 · 土壌物性

Predicting climate change impacts on soil environment inポスター
plain and mountainous areas of Gifu Prefecture, Japan

国内

大学 ∗

工

水 · 熱移動A new sensor that simultaneously determines soil tempera9 ture, water content, electrical conductivity, and matric po- ポスター
tential

国内

大学

工

測定

Basic research on the mitigation of soil erosion in agriculポスター
tural land using Thailand’s natural latex

国内

大学 ∗

農

土壌構造 · 土壌侵食

ポスター

国内

大学

農

土壌構造

12

Initial aggregate formation of masa soil with repeatedポスター
wet/dry cycles

国内

大学 ∗

農

土壌構造

13

Analysis of the permeability distribution characteristics ofポスター
forest soils based on soil-pore connection properties

国内

大学 ∗

農

土壌構造 · 土壌物性

タイトル

3

Performance of Hydrus-1D model for simulating water
4 movement in paddy ﬁeld under alternate wetting & drying
irrigation technique
Seasonal variations in soil CO2 concentrations and ﬂuxes at
5
two different soybean ﬁelds
6

Seasonal variations in methane emissions via plant and ebullition from rice paddies

7 Water retention in model soil aggregates
810

11 Improving red-soil in Thailand by mixing natural latex∗ ：発表時大学院生

データロガー ＦＴＪｒ（エフティージュニア）『ワンタイム測定機能』搭載で、フィールドを移動しながら多点測定
低価格ながら、各種のセンサと直接接続でき、様々な計測に利用できるとご好評をいただいているＦＴＪｒには、設定したインターバ
ルによる一般的なデータロガーとしての機能のほか、ボタン操作時の測定値を記録する『ワンタイム測定機能』が搭載されています。
電源・測定スイッチを【ＳＥＴ】にして、【ＥＮＴＥＲ】キーを長押しするだけの簡単記録。
ワンタイム測定機能を利用することで、従来のインターバルによる計測はもちろんのこと、フィールドを移動しながらの多点測定にご活用いただけます。
記録機能を持たない表示器を利用している場合など、表示された値を野帳に手書きするなどの作業が不要になり、手間の低減と転記時の誤記入の防止を実現します。

圃場を移動しながら、土壌水分の多点計測を行う場合の例▲
ACCESSSAMPLECANCEL

COPY

ENTER

▼

MEAS
SET
OFF

ENTERボタンを押すだけで簡単記録【ワンタイム測定機能】● 本体のボタン操作で測定実行、測定値をメモリに記録● 測定値以外に日付、時刻、測定番号も記録● 直前の測定値をキャンセルできるので、不要データの取り消しが簡単● 記録データはＵＳＢメモリで簡単回収(データファイルはＣＳＶ形式)● ワンタイム測定データと通常の測定データは回収後に識別可能

設置中の土壌水分計

例えば土壌水分計測では、標準のアルカリ乾電池４本利用時において、IMKO社TRIME-PICOの場合で約1,100回、Delta-T社SM150Tで約1,400回、A･R･P社WD-3シリーズで約800回の測定が可能です。
※ 内蔵電池での測定回数は、１回の測定及び表示時間を１分間としたときの計算上の回数です。
動作間隔、周囲温度などにより測定回数は大きく変動しますので目安としてください。
ワンタイム測定機能は、土壌水分計測に限った機能ではなく、他のセンサとの組み合わせにおいても利用できます。
また、SDI-12出力タイプのMETER社5TE（旧Decagon Devices社）やA･R･P社WD5など、RS232C、RS485、SDI-12のシリ
アル出力タイプのデジタルセンサに対応する FTJr-Digital （エフティージュニア デジタル）にもワンタイム測定機能が搭載されています。
お手持ちのセンサとの接続の可否など、お気軽にお問い合わせください。

詳しくはFTJr ワンタイム で 検索
〒060-0063 札幌市中央区南３条西８丁目７番地４ 遠藤ビル５Ｆ
TEL011-596-0201 FAX 011-596-0234
E-mail info@mcs-fs.com URL http://www.mcs-fs.com

J. Jpn. Soc. Soil Phys.
土壌の物理性No. 152, p.57 ∼ 59 (2022)

日本地球惑星科学連合 (JpGU) 2022 年大会

A-HW24 Material transportation and cycling at the land-sea
interface: from headwaters to the ocean 開催報告
小林政広 1Masahiro KOBAYASHI1

1. はじめにションの企画 · 運営に参画している）
共催学会：日本海洋学会, 日本水文科学会, 水文 · 水資源

日本地球惑星科学連合（JpGU）
2022 年大会は，米国地球物理学連合（AGU）とのジョイント大会「JpGU-AGU Joint

学会, 日本堆積学会, 日本第四紀学会, 日本地下水学会, 土壌物理学会

Meeting 2022」として開催された．本大会は新型コロナ
ウイルス感染症の影響により現地とオンラインでのハ

2. プログラムと講演内容

イブリッド開催となった．本稿では本大会で企画されたセッション A-HW24「Material transportation and cycling

本大会では口頭 24，ポスター 20 の合計 44 タイトルat the land-sea interface: from headwaters to the ocean（流の発表があった（Table 1）．源流域，河川，地下水，湖域圏生態系における物質輸送と循環：源流から沿岸海

沼，沿岸海域を研究フィールドとした研究が揃い，窒素域まで）」の開催概要について報告する．本セッションやリンをはじめとする物質の流入と流出，移動過程におは，2021 年大会で開催された「Materials transport and

ける形態変化，それをコントロールする微生物の作用ま

nutrient cycles in watersheds; from headwaters to coastalseas（流域の物質輸送と栄養塩循環 — 源流域から沿岸海域まで —）」の後継企画である．従来通り，源流域から沿岸海における水 · 物質輸送および栄養塩循環のプロセで，マクロからミクロの幅広いアプローチに分野を超えスとメカニズムの理解を軸に据え，幅広い議論を行うこ

ドで行うこととしたが，ポスター発表を口頭発表と同一とを目指した．今回も英語セッションとした．セッショ

日に現地で行った発表者が少なく，オンライン発表日がン概要については以下の大会 WEB サイトも参照された

約一週間後となったため，セッションの一体感という点

い．

では課題が残った．

https://www.jpgu.org/meeting j2022/sessionlist jp/detail/A-HW24.htmlて触れることができる機会となった．気候変動が生物多様性に及ぼす影響や，COVID-19 の影響を扱う研究も見られた．本セッションは現地とオンラインのハイブリッ

3. おわりに源流域から沿岸域までの水と物質の輸送 · 循環におけコンビーナ：安元 純（代表）（琉球大），小林政広（森林る物理，化学，生物プロセスを一体的に理解することを研究 · 整備機構），奥田 昇（神戸大），Adina Paytan（カ目指す本セッションは，前身となる 2003 年開催セッショ

リフォルニア大）ン「山地流域の水文地質と物質循環」から数えて 20 回

準コンビーナ：知北和久（北大），入野智久（北大），齋藤

目の開催となった．2023 年大会では代表コンビーナを

光代（広島大学），小野寺真一（広島大学），伴 修平（滋賀

熊本大学の細野高啓氏が務め，引き続き開催する．土壌

県立大），細野高啓（熊本大），前田守弘（岡山大）（登録

物理学会会員諸氏の参加を歓迎する．

可能なコンビーナ数は 4 名であるが準コンビーナもセッ
1 Forestry and Forest Products Research Institute, Forest Research andManagement Organization, 1 Matsunosato,Tsukuba, Ibaraki 305-8687,
Japan. Corresponding author: 小林政広, 森林研究 · 整備機構森林総合研究所

土壌の物理性58

第 152 号

(2022)

Table 1 発表タイトル一覧．
List of the presentation titles.
発表者

発表タイトルORAL SESSION
Okuda

Climate impacts on benthic biodiversity in a deep ancient Lake Biwa

Kobayashi

Spatial variation in methane oxidizing bacterial communities in the bottom boundary layer of Lake Biwa underwarmingFujibayashi

Spatial pattern of methanotrophic food webs in Lake Biwa under changing climatesdela Paz

Nitrogen subsidy from profundal methane-oxidizing bacteria cascades across pelagic food web in a deep mesooligotrophic reservoir

PobleteSouthern urban hydrosystem syndrome in Marikina watershed revealed by taxonomic and functional diversity ofbenthic macroinvertebrates”

Saito

Effect of seagrass-seaweed bed dynamics on carbon and nitrogen cycles on a tidal ﬂat scale

IguchiResearch for setting local environmental thresholds that contribute to coral reef conservation in the era of high CO2Yasumoto

The terrestrial impact evoked by the land-originated phosphate adhering to coastal calcareous sediments on coral
reef ecosystem in Sekisei Lagoo

Yasumoto

Estimation of the terrestrial phosphate loading by integrated hydrological modelling for evaluation of phosphorus
accumulated in calcareous sediments

ShinjoLINKAGE project: Adaptive governance of multiple resources based on land-sea linkages of the water cycle at coral
reef islands

Kawashima

Conservation of coastal ecosystem and coral reef with the management of settling basin: The usefulness and its
economic assessment

HiroseSediment yield and sedimentation rate at several settling basins in the northern part of Okinawa Island

Kato

Impact of groundwater in the Kanogawa riverine system

Mori

Impact of the groundwater in the Kanogawa riverine system: Numerical modeling bridging hydrogeological andecological systems from the headwaters to the estuary of the Kanogawa River

OnoderaNitrogen and phosphorus ratios in various groundwater in Japanese agricultural areas

Kimbi

Variation of water balance components in the Kurose river basin between the 1980s and 2000s using SWAT

Wang

Long-term Phosphorus balance changes inﬂuenced by anthropologic factors in Yamato river catchment

Nang

Estimation of soil erosion under major land covers of Inle lake watershed in Shan state, Myanmar

Kobayashi

Evaluation of water and solute ﬂux in a forest soil

ImamuraSimulation of suspended sediment yields in forested headwatershed at Ibaraki prefecture by using SWAT

Ando

Relationship between transportation and palynofacies/palynomorph assemblage of suspended sediments in therivers around Lake Shinji and Nakaumi Lagoon

PereraIron oxides and biochar incorporation into sediment to reduce phosphorus release

Peng

Estimation of freshwater discharge from the Gulf of Alaska drainage basins

RahmanEpisymbiotic infection on cyclopoid copepods during the stagnation period of 2020–2021 in Lake Biwa, Japan日本地球惑星科学連合 (JpGU)2022 年大会 A-HW24 開催報告

59

Table 1 発表タイトル一覧（続き）．
List of the presentation titles.
発表者

発表タイトルPOSTER SESSION
Maruyama

Shotgun metagenomic analysis on the groundwater microbial communities and creening of the functional genes
related to the nitrogen cycling in Ryukyu Limestone area

Hermawan

Identiﬁcation of the occurrence of denitriﬁcation in the Ryukyu limestone aquifer in southern Okinawa

Maruyama

Development of a method to reconstruct past winter monsoon variability based on the inter-annual variabilities ofriver discharges and snowfall in Hokkaido, northern Japan

IshidaSources and dynamics of phosphorus in the sediments of Lake Biwa using phosphate oxygen isotope analysis

Kimbi

Evaluation of sources and fate of nitrate in the agricultural island of Osakishimojima (Seto inland sea, Japan) using
nitrogen isotope

Wang

Does weekly data could ﬁll the bridge between daily and monthly data in modeling work

Nang

Estimation of suspended sediment discharge in Takahashi river using Soil and Water Assessment Tool

Song

Pollution sources of groundwater contamination diagnosed by boron isotope composition in Okinawa, Yoron, andTarama Islands, southern Japan

IijimaEffects of the pumice pebbles on the survival rate of juvenile corals especially focusing on pH and concentrations ofmetal ions dissolved into seawater

Akinaga

Evaluation of the spatial distribution of seagrass-seaweed beds including different species in shallow coastal waters
using UAV

NguyenIsland-scale spatial variation in the coastal environmental factors: Case study in the Seto Inland Sea, western Japan

TamuraComparison and origin estimation of groundwater dissolved phosphorus in coastal agricultural waters

Saito

Seasonal variation in groundwater quality and greenhouse gas in agricultural areas

Tomozawa

Unconﬁned groundwater ﬂow around saltwater — freshwater interface in a small granitic island

TomoyaQuantitative evaluation of water and nutrient discharge by a hydrological model in the sub-catchments of Osaka Bay

Itoh

How COVID-19 pandemic affected air pollutants inﬂux into forest ecosystems in Japan

Horisawa

Impacts on forest soil microbial ecosystems due to reduced declining activity in response to the spread of COVID-19

Xin

Different responses between copepod and cladoceran zooplankton to their growth and production by weathermediated disturbance in Lake Biwa, Japan

Guyo

Estimation of spatial variation of groundwater recharge rate in Asahi River catchment, western Japan using SWAT

Itai

Hypolimnetic oxygen depletion rate of 8 Japanese mesotrophic lakes in 2021

TEROS 31 テンシオメータ
水ポテンシャル：−85〜＋50 kPa
動作温度：0〜50℃
シャフト長：2, 5, 7, 10, 15,
20 cm

TEROS 06 プロファイル温度計
測定温度：−20〜50℃
測定深度：5, 10, 20, 30, 50, 100 cm

メータージャパン株式会社〒343-0816 埼玉県越谷市弥生町2-20
Tel:048-967-5603 Fax: 048-967-5613
URL:https://www.metergroup.co.jp
E-mail: japan-info@metergroup.com

会 務 報 告I. 2022 度 第 3 回編集委員会
日：2022 年 8 月 25 日

出席委員：柏木淳一，武藤由子，飯山一平，岩田幸月良，常田岳志，斎藤広隆，百瀬年彦，渡辺

開催形式：オンライン会議

晋生，森也寸志，徳本家康，長裕幸（オン

出席委員：宮本（編集委員長），岩田，小林，濱本，ライン会議は委員 17 名中 11 名参加：成立）

亀山（編集幹事）
報告事項：

議1. 土壌の物理性 152 号の準備状況について
2. 放射性物質特集の準備状況について
3. その他

1. 2021 年度事業計画
2. 2022 年度事業計画（案）3. 2021 年度会計決算（案）· 監査報告
4. 20212 度会計予算（案）5. 会員動向について
6. 2022 年度土壌物理学会大会について
7. 2022 年度土壌物理学会総会について
8. 2022 年度学会賞（論文賞）の選考結果報告
9.「土壌の物理性」の編集作業と編集方針について
10. オープンアクセスとクリエイティブ · コモンズにつII. 2022 年度 第 2 回事務局会議
月日：2021 年 9 月 8 日
開催形式：オンライン会議
出席委員：取出（会長），諸泉（副会長），宮本（編集委員長），渡辺（事務局長），廣住（庶務幹事），小島（庶務幹事），坂井（会計幹事），
亀山（編集幹事），岩間（会計監査）
議題：

1. 2022 年度学会大会 · シンポジウムについて
2. 学会賞選考状況
3. 編集委員会報告（1）会誌 152 号の編集状況（2）会誌 153 号の編集状況（3）投稿論文の審査状況（4）その他
4. J-STAGE オープンアクセスについて（1）現時点での状況と問題点（2）クリエイティブ · コモンズ（CC）の導入
5. 次期事務局
6. 2022 年度第 1 回評議員会について

III. 2022 年度 第 4 回編集委員会
日：2022 年 10 月 6 日

月

開催形式：オンライン会議
出席委員：宮本（編集委員長），朝田，岩田，小林，
坂口，千葉，濱本，亀山（編集幹事）
報告事項：

1. 土壌の物理性へのクリエイティブ · コモンズの導入について

2. その他

題：いて

11. 共催 · 協賛申請について
12. 評議員選挙の結果報告
13. 次期会長の選出
14. その他
V. 2021 年度 総会
月日：2022 年 10 月 29 日
開催形式：対面（三重大学生物資源学部大講義室）
およびオンラインのハイブリッド
次

第：1. 学会長あいさつ
2. 議長選任
3. 審議事項（1）2021 年度事業報告 ·2022 年度事業計画（案）（2）2021 年度会計決算（案）· 監査報告
（3）2022 年度会計予算（案）（4）J-STAGE 搭載完了とオープンアクセスについて
4. 報告事項（1）2022 年度学会賞（論文賞）
著者：坂口敦，辻卓弥，藤井理樹，荒木英樹，高橋肇
業績：水田転換畑における土壌の乾燥と気孔コンダ
クタンスを用いたダイズの水ストレスの関係の観測および観測時刻別モデル化，第 149 号, p.3〜12．
著者：岡香菜子，Bui Thanh Long，森也寸志，大澤和敏，干川 明IV. 2022 年度 第 1 回評議員会
月日：2022 年 10 月 24 日
開催形式：オンライン会議（期間前後 1 週間のメール討
議期間を設けた）

業績：不耕起栽培と人工マクロポア導入が石垣島サ
トウキビ畑における土壌保水と有機物蓄積へ与える効果，第 150 号, p.93〜103．

5. 議長解任
6. 論文賞授与式

土壌の物理性

62

第 152 号

(2022)

VI. 2022 年度 第 5 回編集委員会
日：2022 年 11 月 9〜15 日

月

開催形式：メール会議
出席委員：宮本（編集委員長），朝田，岩田，小林，
坂口，千葉，常田，濱本，中野，亀山（編
集幹事）
審議事項：

1. 土壌の物理性 152 号の発行計画について

VII. 2021 年度会計収入 · 支出決算報告
自 2021. 4. 1
至 2022. 3. 31

収入の部
項

目

予算額

決算額

8,350,500

8,350,500

0

正会員会費

910,800

1,154,500

243,700

5,500 円 × 210 口

シニア会員会費

64,80078,00013,2003,000 円 × 26 口学生会員会費58,500135,000

76,5003,000 円 × 45 口

賛助会費

126,000

157,500

31,500

7口

出版物売上315,000

295,875▲ 19,125

大会参加費

0

0

0

97,279218,773

121,494

9,922,879

10,390,148

467,269

繰越金

雑収入
合

計

増

減

備

考

購読会員 40 口＋バックナンバー販売 1 件
2021 年度大会参加費無料
学術著作権，科学技術振興機構，学会誌著者請求

▲：収入減
支出の部
項

目

予算額

決算額

2,000,000

1,324,898

675,102

会誌 147，148，149 号発行費
（論文 HP 管理費含む）

総会，シンポジウム費

300,000

305,310▲ 5,310

オンライン大会業者委託（MONS），演者謝金

通信費200,000

140,467

59,533

学会誌発送料，請求書類等送付料

文具費

50,0005,669

44,331

封筒，ファイル等

賃金

230,000

363,000▲ 133,000

交通費

100,0000

100,000

会議費

50,000050,000

学会賞選考委員会費

50,00045,000

5,000

0

0

0

企画準備費

3,000,000

03,000,000

学会管理費

600,000

421,830

178,170

予備費3,342,879

0

3,342,879

合9,922,879

2,606,174

7,316,705−

7,783,974−

9,922,879

10,390,148▲ 467,269

会誌製作費

選管委員会費計

次年度繰越金
合

計

増

減

▲：支出増

備

考

業務アルバイト（バックナンバー J-Stage 搭載）

記念品代

地球惑星連合会費，HP 管理費，振込手数料

63VIII. 2021 年度会計監査報告

会計監査報告書
2022 年 4 月 13 日
土壌物理学会
会長

取出

伸夫

殿

土壌物理学会
会計監査

正 会 員

奥田

涼太

寒地土木研究所

正 会 員

及川

航貴

東京農工大学

正 会 員

渡辺

賢太
茨城県農業総合センター

学生会員

平野

佳奈

工学院大学

学生会員

森永

竜希

佐賀大学

学生会員

家村

章大

佐賀大学

学生会員

小田

瑞穂

佐賀大学

学生会員

韓

韋男 三重大学

学生会員

井手

海盛

三重大学

学生会員

鈴木

健大

三重大学

学生会員

藤原

昌敬

石川県立大学学生会員

AUNGPADORN Teerawit

学生会員

石本

帆乃

学生会員

関

航太郎

学生会員

Li Jiawei

学生会員

後藤

賛助会員

メータージャパン

北海道大学

会計監査報告退会 正 会 員

福島大学
明治大学
筑波大学

優治

明治大学

安西

俊彦

正 会 員

荒生

秀紀

学生会員

陽

欣

行った結果，それらの執行は適正であり，提出のとおり

学生会員

相違ないことを確認した．

学生会員

Muhamad Ezral Bin Ghazali
Md. Imam Hossain

学生会員

林

2021 年度，土壌物理学会会計の収支決算書ならびに関係帳簿類について，2022 年 4 月 13 日に厳正に監査を靖人

現在会員数（2022 年 10 月 31 日現在）
正会員

IX. 2022 年度会計予算
次ページの通り

X. 会員消息（2022 年 10 月 31 日まで，敬称略）
入会

正 会 員

加藤

正 会 員

当真

正 会 員

後藤

正 会 員

長竹

雅彦

明治大学

要 北海道大学
純弥

クミアイ化学工業

新 寒地土木研究所：

202

シニア会員 ：

29

学生会員

42

：

賛助会員 ：
9—————————————
小 計 ：
282
購読会員 ：
38—————————————
合 計 ：
320

土壌の物理性64

第 152 号

(2022)

IX. 2022 年度会計予算
自 2022. 4. 1
至 2023. 3.31

収入の部
項

目

当年度予算

前年度予算

増

7,783,974
875,600

8,350,500
910,800▲ 566,526▲ 35,200

199 人 × 5,500 円 × 0.8 = 875,600

シニア会員会費

33,60064,800▲ 31,200

14 人 × 3,000 円 × 0.8 = 33,600 学会誌送付あり

学生会員会費39,00058,500▲ 19,500

26 人 × 3,000 円 × 0.5 = 39,000 学会誌送付あり

賛助会費

144,000

126,000

18,000

出版物売上

285,000

315,000▲ 30,000

大会参加費

0

0

0

雑収入

88,826

97,279▲ 8,453

合計

9,250,000

9,922,879▲ 672,879

繰越金
正会員会費

減

備

考

8 社 × 22,500 円 × 0.8 = 144,000
38 口 × 7,500 円 = 285,0002022 年度大会参加費無料
著作権料，その他

▲：収入減
支出の部
項

目

当年度予算

前年度予算

2,000,000

2,000,000

0

総会，シンポジウム費

600,000

300,000

300,000

通信費

200,000

200,000

0

会誌，請求書送付料等

文具費

50,00050,0000インク，ファイル，ペン等

賃金

30,000230,000▲ 200,000

交通費

100,000

100,000

0

会議費

50,00050,0000

学会賞選考委員会費

50,00050,0000

選管委員会費100,0000

100,000

企画準備費

3,000,000

3,000,000

0

学会管理費

300,000

600,000▲ 300,000

予備費2,770,000

3,342,879▲ 572,829

合9,250,000

9,922,879▲ 672,879

会誌製作費

計

増

減

▲：当年度減備考会誌 150，151，152 号発行費
総会，シンポジウム，要旨集代，アルバイト等

業務アルバイト（J-Stage 搭載等）

賞状 · 記念品代等
名簿作成，送料，印刷費等
企画準備委員会用積立（出版助成等），
50 万円 ×6 口
ホームページ管理費用，地球惑星連合会費等

65—編 集 後 記—

第 152 号は放射性物質特集の掲載号となりました．

下では，“モデル” でよかったのにと呟くばかりです．

ページ数以上の重みと思いを抱いて受け取られる方は多あまりに変化が大きいと，無感動 · 無感覚に近づいていのではないかと思います．中心になって取り組んでいいくような心持ちでいましたが，先日参加した土壌物理

る，そしてそれを直接的 · 間接的に支えるすべての方々

学会大会では，集まっているポスター発表のテーマの振に敬意を表します．

れ幅，シンポジウムテーマと日頃の私の頭の中との振れ地震ばかりでなく豪雨，渇水，異常高温，異常低温な幅に沸き立つものを感じました．学会誌の内容に振れ幅

ど平年値とは何なのかと思うようなことが毎年，そしてがあることも沸き立つ方の部類であろうと思います．今

複数の地域でおこるようになっています．学生の頃，モ期編集委員での発行は，残るところあと一号ですので，デル試験の降雨設定で「そんな現実的でない設定ばかり一会員として，多方面のテーマからのご投稿を楽しみににするから（確か 50，100 mm h−1 を入れた），“モデル”

しております．今後ともどうぞよろしくお願いします．

と言われてしまうのだ．」とコメントされたことを強烈

中野恵子（編集委員）に覚えています．一方で，「想定外を試せることがモデ
ル試験の良いところ．」とも言われました．現実の雨の土壌物理学会
事務局構成

会
長
副 会 長
事務局長
庶務幹事
庶務幹事
編集幹事
会計幹事
会計監査

編集委員会

委 員 長
委
員

取出
諸泉
渡辺
小島
廣住
亀山
坂井
岩間
水谷
宮本
朝田
岩田
小林
坂口
千葉
常田
中野
濱本

伸夫
利嗣
晋生
悠揮
豊一
幸司
勝
憲治
嘉之
輝仁
景
幸良
政広
敦
克己
岳志
恵子
昌一郎

三重大学 大学院生物資源学研究科
岡山大学 大学院環境生命科学研究科
三重大学 大学院生物資源学研究科
岐阜大学 工学部
四日市大学 環境情報学部
農研機構 農村工学研究部門
三重大学 大学院生物資源学研究科
滋賀県立大学 環境科学部
三重県 農業研究所
農研機構 農村工学研究部門
農研機構 農業環境研究部門
農研機構 農村工学研究部門
森林研究 · 整備機構 森林総合研究所
山口大学 大学院創成科学研究科
宮城大学 事業構想学群
農研機構 農業環境研究部門
農研機構 九州沖縄農業研究センター
東京大学 大学院農学生命科学研究科

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スマートフォン、タブレット対応土壌水分プロファイルプローブ

特長

1 本のプローブで 3～12深度のVWC、地温、塩分濃度を計測
Androidスマホ、タブレットでBluetooth経由のデータ回収
これ1本で計測と記録が完結するため大幅にコストを抑えることが可能に
専門知識がなくても設置が容易

仕様

計測項目
電源
電池寿命
プローブ長
センサ深度
内部メモリ
動作環境
水分値精度
温度精度
I/F

温度・体積含水率・塩分濃度（オプション）
3.6Vリチウムイオン電池内蔵
2～3年（使用環境により異なります）
30cm、60cm、90cm、120cmの4モデル
全モデル5cmから10cm間隔
2000データ保存-20～60℃±0.03％±2℃ ＠25℃
Bluetooth Ver4.0以降

Drill & Drop Bluetooth の詳細はこちらのQRコードから閲覧可能です。

SoilVUE10

TDR土壌水分プロファイルセンサー

特長
1 本のプローブで 6または9深度のVWC、EC、Permittivity、温度を計測
ねじ込み形状により土壌との密着性をより高め安定した計測が可能
長期間の屋外計測に適した堅牢なプローブ
ノイズに強いデジタル出力、最大ケーブル長304.8ｍ対応

仕様
計測項目
電源
消費電流
計測深度
出力

体積含水率、EC、Permittivity、温度
9～36Vdc
Active: 64ｍA Quiescent: 1.5mA
0.5mモデル 5,10,20,30,40,50(cm)5,10,20,30,40,50,60,75,100(cm)1ｍモデル
SDI-12 Ver1.4

SoilVUE10 の詳細はこちらのQRコードから閲覧可能です。

https://www.taiyokeiki.co.jp
お気軽にお問い合わせください
営業本部〒335-0015 埼玉県戸田市川岸3-2-5 NKビル戸田公園
TEL:048-400-5001 FAX:048-299-3666
E-mail：info_csi@taiyokeiki.co.jp

土壌物理学会会則（1）退会したとき（2）3 年以上会費を滞納したとき
第 1 条 本 学 会 は 土 壌 物 理 学 会（Japanese Society of Soil （3）死亡したとき
Physics）と称する．
附則
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， （1）本学会の連絡先は，これを当分の間次に置く．
農業技術および環境科学の発展に貢献することを目的〒514-8507 三重県津市栗真町屋町 1577とし，1958 年 3 月 1 日設立する．
三重大学大学院生物資源学研究科
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.
土壌圏循環学研究室 内（1）研究発表会，討論会および見学会などの開催（2021.10.30 改正）（2）学会誌「土壌の物理性（Journal of the Japanese Society 細則
of Soil Physics）」並びにその他の印刷物の発行（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（3）内外の研究，技術の交流および他の学会，諸団体との常勤職に就いていない者
協力
2）シニア会員への変更は，資格を有する会員からの申告（4）優れた論文に対する表彰を受け，事務局が承認する．原則として申告された年（5）その他，本学会の目的を達成するために必要な事業度から適応するが，当該年度中に有資格となった場合
第 4 条 本学会の会員は，正会員，シニア会員（これまで正会
は，次年度から適応する．
員であって 60 歳以上の常勤職に就いていない者），学
3）シニア会員の権利は正会員に準ずる．ただし，会則第生会員および賛助会員，購読会員の 5 種とする．学会
6 条で定める役員および第 9 条で定める委員会委員にへの入会または退会の際は，本学会に届け出なければ就くことはできない．
ならない．
（2011.10.28 制定 2017.10.14 改正）
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「土壌の物理性」投稿規定
シニア会員
年額
3,000 円
1. 筆頭著者は本学会会員であること．
学生会員
年額
3,000 円
2. 投稿原稿の区分と規定ページは下記による．
（大学院生を含む）
1）「論文」（Original papers）：独創性があり，土壌
賛助会員
一口年額
22,500 円の物理性に関する研究および技術の進歩に寄与す
購読会員
会誌年額
7,500 円ると見なされるもの．一編ごとに論文としての構
広告料成を整えていて，他誌に未発表のものに限る．規賛助会員
定ページを刷り上がり 8 ページ以内とする．
土壌の物理性各号
1 ページ無料
2）「研究ノート」（Notes）：土壌の物理性に関する新2 ページ目以降は10,000 円 / ページ
しい事実や研究方法の改良などの短い報告で，独賛助会員以外22,500 円 / ページ
創性があり他誌に未発表のもの．規定ページを刷り上がり 6 ページ以内とする．
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）「総説」（Reviews）：土壌の物理性に関する主題
3 期連続の重任は認めない．選出方法は次による．
について，それまでの研究を総括し，今後の発展（1）会長 1 名，副会長 1 名，編集委員長 1 名
方向を展望するもの．規定ページを刷り上がり
正会員の中から評議員会によって選出される．
10 ページ以内とする．
（2）評議員4）「解説」（Lectures）：土壌の物理性に関する諸事
イ 15 名 正会員の中から選挙によって選出される．
項の理解を計るための平易な解説，ならびに研究
ロ 3 名以内を会長が正会員の中から委嘱する．
技術の普及交換を進めるための紹介など．規定（3）会計監査 2 名
ページを刷り上がり 8 ページ以内とする．
正会員の中から評議員会によって選出される．
5）「研究紹介」（My research）：現在行っている研（4）事務局長および幹事若干名
事務局長および若干名の庶務，会計，編集の幹事を会
究，他の学会誌等に掲載された論文，研究上の工長が委嘱する．
夫などについての平易な紹介．規定ページを刷り
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．
上がり 6 ページ以内とする．
（1）総会は本学会の最高議決機関であって，事業計画，予6）「資料」（Miscellaneous）：広く会員の参考となる
算 · 決算，会則の変更等を決定する．総会は正会員，
報告や情報．規定ページを刷り上がり 6 ページ
シニア会員および学生会員で構成される．
以内とする．
（2）評議員会は，会員の選挙によらない役員の選出，総会
7）「土粒子」（Readers’ column）：「土壌の物理性」
議案，その他の重要事項を検討する．評議員会の議長周辺のことについての随想や意見など．規定ペーは会長がこれにあたる．
ジを刷り上がり 2 ページ以内とする．
（3）総会および評議員会の議決は委任状を含む多数決とす
8）「講座」（Lecture series）：「解説」と本質的な違る．ただし，会則の変更は，総会出席者の 3 分の 2
いはないが，特に編集委員会が企画して複数回に以上の賛成を要する．
わたって行うものを指す．規定ページを刷り上が第 8 条 本学会の会務は，評議員会および総会の議を経て，会り 8 ページ以内とする．
長，副会長，編集委員長および幹事がこれを執行す
9）「特集」（Topics）
：
「解説」
，
「総説」
，
「論文」
，
「研
る．会務執行に必要な規程は別に定める．
究ノート」が混在したもので，特に編集委員会が第 9 条 本学会に次の委員会をおく．
企画して複数回にわたって行うものを指す．規定（1）選挙管理委員会
ページは上記 1) ∼ 4) に同じ．
正会員の中から評議員会によって選出され，本学会の10）「書評」（Book reviews）：規定ページを刷り上が評議員選挙を管理する．
り 2 ページ以内とする．
（2）編集委員会
11）「巻頭言」（Foreword）：規定ページを刷り上がり
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
2 ページ以内とする．
て構成され，学会誌その他の印刷物の編集に当たる．
なお，上記区分において，編集委員会が会員また（3）学会賞選考委員会
は会員以外に投稿依頼することがある．
正会員の中から評議員会によって選出される委員に
3. 原稿の採否は編集委員会が決定する．編集委員会は，よって構成され，学会賞を選考する．
「論文」および「研究ノート」については 2 名，その第 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
他の投稿原稿には 1 名の閲読者を選んで閲読を依頼す
学会の会計年度は毎年 4 月 1 日に始まり翌年 3 月 31
る．ただし，
「土粒子」
，
「書評」
，
「巻頭言」について日に終わる．
は，この限りでない．
第 11 条 会員が次のいずれかに該当する場合，その資格を喪失
4. 投稿原稿が 2．に記す規定ページを越える場合には，する．
1 ページあたり 10,000 円を著者負担とする．ただし，

編集委員会が会員または会員以外に投稿依頼した原稿の場合はこの限りでない．また，カラー印刷の場合は実費を著者負担とする．
5. 投稿する場合は、投稿原稿（本文，図表含む）および原稿送り状（別紙書式）の PDF ファイルを編集委員長宛に提出する．ただし、編集委員会が別途指示した場合はこの限りではない．
6. 投稿原稿を受け付けた場合，編集委員会は速やかに受付番号と受付日付を明示した電子メールまたは書状を投稿者に送る．また，投稿原稿の掲載を決定した場
合，最終原稿を受領したのちに受理日付を明示した書状を著者に送付する．
7. 著者に対して修正を求めた原稿が，特別な事情なく
6 ヶ月以内に再提出されないときは取り下げと見なす．
8. 著者校正は初校のみとする．また，特に申し出がない限り印刷ずみの原稿は返さない．
9. 掲載された論文等の PDF ファイルを著者に贈呈する．
また，著者は別刷りを印刷業者から購入することができる．
10. 掲載された論文等は土壌物理学会ホームページ上にも掲載する．論文，研究ノート，総説，解説，資料，講座については，掲載誌発行後一年間は土壌物理学会員
のみが閲覧できる．ただし，著者はオープンアクセ
ス（50,000 円：ページ制限なし）を選択することで，ホームページ掲載直後から誰もが閲覧可能な状態とすることができる．
11. 本誌に掲載された論文等の著作権は土壌物理学会に帰属する．
（2017.10.14 改正）

ましい．

11. 閲読終了後に最終原稿を提出するときには，編集委員会が指示する形式の電子ファイルを送付する．
本文
12. 原稿には，閲読作業の効率化を図るため，本文に行番
号を 5 行毎に書き入れる．
13. 章の見出しは 1.，2.，3.，節の見出しは 1.1，1.2，1.3，
項の見出しは 1.1.1，1.1.2，1.1.3 のようにし，字体はゴシック体とする．
14. 略語，略号を使うときには，はじめにそれが出たときに正式名称とともに示す（例：陽イオン交換容量（CEC））．
15. 単位の使い方は，国際単位系（SI）による．
図表
16. 日本語および英語の原稿ともに，図または写真の番号
は Fig. 1，表は Table 2 のように書く．
17. 日本語の論文，研究ノートの場合，図，表，写真の題
名には英語を併記する．
18. 図，表，写真は必要最小限度とし，同一事項を表と図に重複して表示する事は避ける．
19. 図，表，写真は 1 ページに 1 つずつ貼り付け，余白に図表等の番号を記す．
20. 図と写真はそのまま製版されるので，鮮明なものを提出する．
21. 図は 1/2 倍などとおよその縮小率を指定し，2 倍くらいに大きく書く．図の線の太さや文字の大きさは，刷り上がりの大きさを考慮して決める．
22. 地図や顕微鏡写真には定尺をつけ，縮尺や倍率はつけない．
23. 図，表，写真の番号と題名は，別紙にまとめて一覧表「土壌の物理性」原稿執筆要領
とする．
全般的事項
引用文献
1. 原稿は，日本語または英語で執筆する．
24.
本文中で文献を引用する場合は，著者名（西暦），ま2. 日本語の原稿は，A4 判，25 字，26 行とし，上下左右たは（著者名，西暦）とする（例：Tanaka（1994），に 30 mm 以上の余白をとる（4 枚で 1 ページになる）．
（Nakamura and Suzuki, 1981））．著者が 3 名以上の3. 日本語の投稿原稿（ただし，書評は除く）は，はじめ場合は第 1 著者名のあとに—ら，または et al. をつけに日本語で表題，著者名を書き，そのあとに英語で表る（例：山田ら（1978），（Tayler et al., 1945））．
題と著者名（フルネーム）を書いてから本文を書き始める．英語の表題は，冒頭の単語の頭文字のみを大文 25. 引用文献は，本文のあとに著者名の ABC 順に書く．
未発表，私信は引用文献として記載しない．
字とし，それ以降は固有名詞等，特に大文字が必要な場合を除き，全て小文字とする．英語の著者名は名の 26. 引用文献の書き方は以下のようにする．
< 雑誌 >
1 文字目および姓の全てを大文字で記す．また，第 1
森本 聡, 永田 修, 川本 健, 長谷川周一 (2009):
ページ下の脚注に，著者の所属機関と所在地を英語
で，Corresponding Author とする著者の氏名と所属
泥炭林土壌の温室効果ガスの生成と消失．土壌の物理性，113: 3-12.
を日本語で記す．
Fujimaki, H., Ando, Y., Cui, Y. and Inoue, M.
4. 日本語の論文および研究ノートは，英語による表(2008): Parameter estimation of root water uptake
題 · 著者名と本文との間に英語で 300 words 程度のmodel under salinity stress. Vadose Zone Journal,
Abstract と 5 個以内の Key words を入れる．
7: 31-38.
5. 日本語の投稿原稿（ただし，資料と土粒子，書評を除Millington, R.J. and Quirk, J.P. (1959): Permeabilく）は，引用文献の後に日本語で 350 字程度の要旨，
ity of porous media. Nature, 183: 387-388, doi:
および 5 個以内のキーワードを書く．
10.1038/183387a0.
6. 英語の原稿は，A4 判，ダブルスペースで作成する
Bitteli, M., Flury, M. and Campbell, G.S. (2003): A（約 600 words で 1 ページになる）．
thermo dielectric analyzer to measure the freez7. 英語の投稿原稿（ただし，書評は除く）は，Manuscript
ing and moisture characteristic of porous metitle，Full name of authors を書いてから本文を書き始
dia. Water Resour. Res., 39(2): W1041, doi:
める．著者名は First name の 1 文字目および Family
10.1029/2001WR000930.
name の全てを大文字で記す．また，第 1 ページ下
< 単行本 >の脚注に，Address of institutions of authors およびTinker, P.B. and Nye, P.H. (2000): Solute moveCorresponding author を記す．
ment in the rhizosphere, p.308. Oxford University
Press, New York.
8. 英語の論文および研究ノートは，Full name of authors
土壌環境分析法編集委員会編 (1997): 土壌環境分析と本文の間に 300 words 以内の英文 Abstract と 5 個以内の英語の Key words を入れる．
法, pp.129-138. 博友社, 東京.
9. 英語の投稿原稿（ただし，資料と土粒子，書評は除松森堅治 (2005): 地理情報システムを用いた窒素負く）は，引用文献の後に，日本語で表題と著者名，所荷予測モデル. 波夛野隆介 · 犬伏和之編 続 · 環
属機関，所在地，350 字程度の要旨，5 個以内のキー
境負荷を予測する, pp. 60-79. 博友社, 東京.
Jury, W.A. (1996): Stochastic solute transport modワードをつける．なお，著者が外国人のみのために日eling trends and their potential compatibility with
本語部分の作成が困難な場合，英語部分からの和訳にGIS. In Corwin, D.L. and Loague, K. (ed.) Appliより，編集委員会の責任でこれらを作成する．
cation of GIS to the modeling of non-point source
10. 英語の適正化はすべて著者の責任において行うこと．
pollutants in the vadose zone, pp.57-67. SSSA
自然科学論文の執筆や校正に経験のある英語のネイ
Special Publication No. 48, Madison.
ティブスピーカーによってチェックされている事が望<Web ページ >FAO-AGL (2000): Global extent and location of
sodic soils. Available at http://www.fao.org/ag/
AGL/agll/prosoil/sodic.html.（確認年月日）
野菜茶業研究所 (2006): 野菜の硝酸イオン低減化
マ ニ ュ ア ル. http://vegetea.naro.affrc.go.jp/joho/manual/shousan/index.html.（確認年月日）（雑誌のページには p. や pp. をつけない．本の単数ページを示す場合には p.，複数ページを示す場合にはpp. をつける）
その他

27. 本要項のほか，科学技術情報流通技術基準（SIST）に準拠する．

（2012.12.20 改正）[土壌物理分野の SI 使用例]
国際単位系（SI）については多くの出版物で解説されているので，ここには，土壌物理に特に関連の深い単位の使用例を示す．
推奨される単位認められる単位

含水比
kg kg
*
体積含水率
m3 m−3
体積m3
L, cm3 , mL
密度kg m−3 , Mg m−3
濃度
kg m−3 , Mg m−3
g L−1 , mg L−1
モル濃度
mol m−3
mol L−1
力N
水分ポテンシャル J kg−1
kPa, m, cm, **
透水係数
m s−1
cm s−1
イオン交換容量 molc kg−1, cmolc kg−1
回転数
s−1
min−1
収量
kg m−2kg ha−1, Mg ha−1, t ha−1−1

* % 表示は，原則として分母と分子の内容が同じものの場
合にだけ用いる．

** cm H2 O は使わない．

その他，疑問のあるものについては意見を聞いて編集委
員会で検討する．

（2000. 3.10 改正）「土壌の物理性」投稿案内

1. 投稿原稿に対する基本方針

編集委員会は常に会員からの自主投稿を歓迎すると共に，投稿された原稿をなるべく早く，できるだけ掲
載する方向で処理したいと考えています．ただし，「土壌の物理性」に掲載する原稿は読者にとって有益かつ完成したものであることが必要です．編集委員会
は，投稿原稿が「土壌の物理性」に掲載するのにふさ
わしい内容を持つ原稿であるかどうかを基準として，掲載の可否を判断します．なお，他誌との二重投稿は認められません．
2. 投稿原稿に求められるもの
投稿に当たっては，「投稿案内」と共に「投稿規定」「原稿執筆要領」をよく読んでそれに従うと共に，閲読者が多忙な中で時間を割くことをよく理解して最大限に努力して完成した原稿としてから投稿して下さい．投稿原稿に求められるものは下の通りです．
（1） 内容について
1）オリジナリティーがあること（論文，研究ノートの場合）．
2）本誌の読者にとって有益であること．
3）導入，研究手法から結論に至る過程に論理性があること．
（2） 表現について
1）原稿全体の構成が整っていること．
2）表題が適切であること．
3）文章表現が適切であること．
4）英文アブストラクトや和文要旨が適切であること．
5）SI 単位や記号の使い方が適切であること．
6）キーワードが適切であること．
7）英語の表現が適切であること．
3. 投稿原稿の受付
編集委員会は投稿原稿が体裁上最小限必要とする条件を満たしていることを確認した後，原稿を受け付けます．条件を満たしていない場合には，著者への問い
合わせ，もしくは原稿を受け付けずそのまま返稿する場合があります．
4. 閲読の目的と姿勢
編集委員会は受け付けた投稿原稿が「土壌の物理性」
へ掲載するのにふさわしいかどうかを判定する資料を得るために閲読を行います．編集委員会は適任の閲読者を選定し，閲読を依頼します． 編集委員会は閲読者に対して特に次の点について注意をお願いしています．
1）原稿の内容に対する責任は著者にあること．また，原稿の価値は読者が判断するものであること．
2）閲読は内容の批判や討議を行うものではないこと．従って，見解の相違は掲載不適の理由にならないこと．
3）閲読者は投稿者に対して研究指導する立場にないこと．従って，新たな実験や計算の追加要求などは極力避けること．
4）閲読依頼期限を厳守すること．
閲読者から出された問題点について，編集委員
会は原稿が投稿原稿に求められるものを満たすために必要に応じて著者に修正を求めます．ただし，これは著者に対する指導や助言ではありません．原稿の内容に対する責任はあくまで著者にあります．
5. 閲読の手順と投稿原稿の採否（1） 編集委員会は論文，研究ノートについては 2 人，
その他の区分の投稿原稿については 1 人の適任者へ閲読を依頼します．
（2） 閲読者は「2」の投稿原稿に求められる各項目について投稿原稿を評価し，閲読結果を全体意見および個別指摘事項と共に編集委員会へ報告します．
（3） 編集委員会は閲読結果を審議し，投稿原稿の採否を決定します．この際，論文・研究ノートについては原則として下のように取り扱います．
1）閲読者 2 名とも総合判定が A（このまま掲載可）の場合には，閲読結果を受け取った日付で原稿を受理（掲載決定）します．
2）1 名の総合判定は A ，もう 1 名は B（指摘の点が修正されれば掲載可）の場合，または 2 名ともB の場合には，指摘事項について著者に比較的小さな修正を求めます．修正原稿が提出され，編集委員会が修正内容を確認した時点で受理します．
3）1 名の総合判定は B ，もう 1 名は C（指摘の点が修正された後，再閲読する必要あり）の場合，または 2 名とも C の場合には，指摘事項について著者にやや大きな修正を求めます．提出された修正原稿は再び閲読を行います．
4）1 名の総合判定が D（掲載不適）の場合には，第3 の閲読者に判定を依頼することを含め，編集委員会が対応を判断します．
5）2 名の総合判定とも D の場合には，その理由を付けて著者へ返稿します．
6）閲読は 2 回までとし，再閲読においても C または D の判定がある場合には，編集委員会が対応を判断します．
（4）閲読結果の総合判定を D とする理由は次のようなものです．
1）既発表とみなされるもの．
2）重要な部分に根本的な誤りがあるもの．
3）事実に基づいた内容ではなく，単なる主観が述べられているに過ぎないもの（論文，研究ノートの場合）．
4）通説が述べられているだけで，新しい知見が全くないもの（論文，研究ノートの場合）．
5）修正を要する根本的な指摘事項を多く含んでいる
もの．
6）連載形式で構成されており，1 編ごとに独立したものと認めがたいもの．
7）全体構成や文章が粗雑で，内容の判定ができない
もの．
8）内容が本誌の趣旨に合わないもの．
9）その他，本誌に掲載する原稿としてふさわしくな
いもの．

修正を求め再閲読を行うよりも「掲載不適」として練り直してから新たに投稿するよう促した方がよい場合があります．その場合には，「掲載不適」の理由（「3」
者がいるにもかかわらず，その共著者が原稿を読ん参照）を明示して下さい．個別指摘事項への意見は不でないと判断されるような基本的なミスがある場
要です．
合には，閲読を中止して返稿することがあります．
2）修正原稿を返送する場合には，修正結果がすぐに 10. 閲読者から編集委員会へ意見等がある場合は，必ず「編集委員会への意見」として別紙への記入をお願い
分かるような回答書（指摘事項に対応した修正箇します．
所・内容一覧）を作成し，添付して下さい．
3）原稿は一度印刷公表されると末永く評価と批判の（2003. 5.28 改正）対象になります．閲読意見に対しては極力冷静か
つ慎重に対処して下さい．誤解があった場合には，その誤解を解くだけでなく，誤解を受けない
土壌物理学会学会賞規定
ような書き方に改める努力が求められます．
1. 種類4）「掲載不適」で返稿された原稿を再投稿する場合は学会賞に論文賞と優秀ポスター賞をおく．
新規投稿扱いとなります．
「掲載不適」とした理由を十分に確認・検討の上，再投稿して下さい． 2. 論文賞の選考
論文賞は，年 1 回、以下の手順により論文賞選考委員会（2004. 6.29 改正）「以下，選考委員会」で審査し，評議員会で決定する．
（1）賞の対象とする論文は，「土壌の物理性」に，原則「土壌の物理性」閲読の手引きとして前年度（前年 4 月 1 日から翌年の 3 月 31 日まで）に掲載された原著「論文」とする．
1. 閲読依頼期限の厳守をお願い致します．万一，期限内（2）正会員（1 名以上）は, 学会賞受賞候補として（1）に閲読が困難な場合には，速やかに編集委員会事務局に該当する論文を自薦もしくは他薦することができる.
へ連絡して下さい．
（3）（2）に記す論文の推薦は，学会誌「土壌の物理性」
2.「投稿案内」において，下のものを投稿原稿に求めていに公示された募集を受け，所定の書類を必要部数揃え，ます．閲読においても，これらをその基準とします．
期日までに学会事務局に提出しなければならない．
（1）内容について（
4）選考委員会では，（1）に該当する論文の中から，
1）オリジナリティーがあること（論文，研究ノート（2）の推薦も考慮して受賞候補論文（以下，候補論の場合）．
文）を審査 · 選考し，評議員会へ付議する．
2）本誌の読者にとって有益であること．
（5）評議員会では，候補論文が受賞に適格かどうかを3）導入，研究手法から結論に至る過程に論理性があ
判定する．
ること．
3. 優秀ポスター賞の選考（2）表現について
優秀ポスター賞（以下，ポスター賞）は年 1 回，以下
1）原稿全体の構成が整っていること．
の手順により決定する．
2）文章表現が適切であること．
（1）選考の対象は，当該年度の土壌物理学会大会にお3）表題が適切であること．
いて発表されたポスターであって，筆頭者は会員と
4）英文アブストラクトや和文要旨が適切であること．
する．ただし，ポスターの筆頭者が学生の場合に限5）SI 単位や記号の使い方が適切であること．
り，会員外であっても選考の対象に含める．
6）キーワードが適切であること．
（2）ポスター賞は（1）に該当するポスターの中から，
7）英語の表現が適切であること．
選考委員会および会員の投票により選考する．（53.「掲載不適」とする理由としては，下のようなものが件以下）挙げられます．
4. 表彰
1）既発表とみなされるもの．
（1）論文賞は，通常総会において表彰を行う．また会
2）重要な部分に根本的な誤りがあるもの．
誌上に公表する．
3）事実に基づいた内容ではなく，単なる主観が述べ（
2）ポスター賞は，土壌物理学会大会において表彰をられているに過ぎないもの（論文，研究ノートの行う．また，会誌上に公表する．
場合）．
4）通説が述べられているだけで，新しい知見が全く（2002.11.23 制定 2013.10.26 改正）ないもの（論文，研究ノートの場合）．
5）修正を要する根本的な指摘事項を多く含んでいるもの．
土壌物理学会学会賞選考委員会規定
6）連載形式で構成されており，1 編ごとに独立した
1. 目的ものと認めがたいもの．
学会賞選考委員会（以下委員会という）は，論文賞お7）全体構成や文章が粗雑で，内容の判定ができない
よび優秀ポスター賞の選考を行うことを目的とする．
もの．
2. 業務
8）内容が本誌の趣旨に合わないもの．
委員会はつぎの業務を行う．
9）その他，本誌に掲載する原稿としてふさわしくな（1）学会賞規定に基づく論文賞および優秀ポスター賞
いもの．
の選考．
4. 原稿の内容に対する責任はあくまで著者にあります．
（2）土壌物理学会学会賞選考に関するその他の事項．
また，原稿の価値は読者が判断するものです．
5. 閲読は内容の批判や討議を行うものではありません． 3. 構成
委員会は委員長 1 名および委員 5 程度を持って構成
従って，見解の相違は掲載不適の理由にはなりません．
する．
6. 閲読者は投稿者に対して研究指導する立場にありませ（1）委員会は正会員より構成される．
ん．よって，新たな実験や計算の追加要求などは極力（2）委員は評議員会の推薦に基づき総会で決定する．
避けて下さい．
（3）任期は 2 年とする．ただし，再任はさまたげない．
7. 閲読者は著者と直接折衝をしないで下さい．著者との（4）委員長は委員の互選により選出する．
交渉はすべて編集委員会の責任で行います．
（5） 若干名の専門委員をおくことを認める．
8. 閲読者として知り得た印刷前の原稿の内容はいかなる形でも利用・引用等出来ません．厳にご注意下さい． 4. 開催
委員会は年 3 回程度開催する．
9. 著者に修正を求めた後に再閲読で総合判定を D（掲載不適）とすることは，閲読者にとっても著者にとって（2002.11.23 制定 2003.11.22 改正）も非生産的です．完成度の低い原稿などにおいては，

6. その他
1）共著者は全員が原稿に責任を負って下さい．共著

原 稿 送 り 状
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資料

年

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土粒子

月

日

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著者名 3
ローマ字 ∗

所属

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著者名 4
ローマ字 ∗

所属

本会

会員 · 非会員

著者名 5
ローマ字 ∗

所属

本会

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付記：投稿の宛先は土壌物理学会ホームページを参照のこと（http://js-soilphysics.com/）
著者には pdf ファイルを贈呈します．別刷を希望する方は印刷業者から購入することになります．
*著者名は漢字とローマ字の両方を記入してください．

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三重大学大学院生物資源学研究科 土壌圏循環学研究室内

Tel. 059-231-9251 Fax 059-231-9634
E-mail spsyomu@ml.affrc.go.jp

坂井 勝

宛

複写される方に本誌に掲載された著作物を複写したい方は，（社）日本複写権センターと包括複写許諾契約を締結されている企業の従業員以外は，著作権者から複写権等の行使の委託を受けている次の団体から許諾を受けて下さい．著作物の転載 · 翻訳のような複写以外の許諾は，直接本会へご連絡下さい．
〒 107-0052

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TEL：03-3475-5618

乃木坂ビル

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土壌の物理性 第 152 号（会員配布）
発行 土 壌 物 理 学 会

2022 年 11 月 20 日発行〒 514-8507

三重県津市栗真町屋町 1577 三重大学
生物資源学研究科 土壌圏循環学研究室内

電059-231-9583
FAX 059-231-9634
spsyomu ＠ ml.affrc.go.jp
http://js-soilphysics.com/ent
百五銀行 白塚支店（店番 508）
普通 307841 土壌物理学会
口座番号：01350-2-40943

話

E-mail
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渡辺 晋生

宛

加入者名：土壌物理学会
編集委員会事務局（投稿原稿送付先）
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E-mail印

kibyosi@ml.affrc.go.jp
刷株式会社 ソウブン・ドットコム〒 116-0011 東京都荒川区西尾久 7-12-16

ISSN 0387‑6012

Journal of the Japanese Society of Soil Physics
No. 152

November, 2022

Contents....................................................

...

1

A. HUNT...

3

M. KOBAYASHI and T. MIYAMOTO...

7

T. KUBOTA, R. MASUDA, T. NISHIKIORI and S. FUJIMURA...

9

N. ISHIKAWA

...

25

Y. SHINOMIYA

...

31

T. TATSUNO, S. HAMAMOTO, N. NIHEI and T. NISHIMURA

...

39

Y. KOJIMA...

49

Y. KOJIMA, S. HAMAMOTO, H. SAITO, C. KATO and Y. MORI

...

53

...

57

Announcements..........................................................................

61

Editor’s Postscript..........................................................................

65

Foreword

H. NARIOKA

Special section for 150th issue
Messages
What perspective will best lead soil physics into the future ?

.........

Special section for Radioactive material
Preface..............................

Papers
Eﬀects of inﬂuent water quality on potassium leaching from paddy soil......

Lectures
Relationships between radiocesium behavior and clay minerals and soil organic matter in soil
— in relation to ﬁnal waste disposal —...................................................
Recent researches for radiocesium in forests at the Forestry and Forest Products Research Institute..................................................
Eﬀect of soil organic matters on Cs migration in soils.....
Miscellaneous
A report on access statistics of Journal of the Japanese Society of Soil Physics after registered on J-STAGE.......................................................
Report of a scientiﬁc session “A-GE30 Subsurface mass transport and environmental assessment”
on JpGU 2022....

Report of a scientiﬁc session “A-HW24 Material transportation and cycling at the land-sea interface:from headwaters to the ocean” on JpGU 2022.................................................

M. KOBAYASHI

Published by

Japanese Society of Soil Physics
Faculty of Bioresources, Mie University
1577 Kurimamachiya‐cho, Tsu, Mie 514‐8507 Japan
http://js‐soilphysics.com/