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研究の継続と断絶

1.はじめに
2013年に第55回シンポジウム「放射性物質問題—土壌物理に求められること―」（溝口, 2014）を開催してから3年が経過した．この間，公共工事による除染が進められ，避難住民の帰還についても現実的な議論が始まっている．しかしながら，除染効果の評価や環境中のCs移動の実態は依然として不明な点が多い．また，実際の現場では新たな課題も出てきている．そこで，今年の第58回シンポジウムでは，農業環境，土壌，水田，森林におけるCsの挙動を対象に研究している4名の土壌物理学会員に呼びかけ，福島放射性物質汚染に関する研究の現状を報告してもらい，土壌物理学会として今後取り組むべき課題について議論することにした.
2.報告の要点
(1)農業環境中における放射性セシウムの挙動江口定夫（農業環境変動研究センター）この5年間に得られた知見等に基づき，農業環境中での放射性Csの挙動について，土壌中の鉛直分布，固液分配係数，作物への移行と吸収抑制，農地における物質収支等の面から概説すると共に，除染後の農地で安全な作物生産を中・長期的に継続するために必要な研究課題等が報告された（江口, 2017).
(2)  土壌中のCsの移動：速い現象・遅い現象
西村拓（東京大学農学生命科学研究科）イオン交換をしながら移動するイオンに対して吸箸モデルを用いて移動の遅延を評価することが行われるが,その際に，どのような吸着を想定するかで遅延の結果が大きく異なる．このシンポジウムではCsの移動の評価をする場合は，移動と反応の時間スケールを考慮する必要があることが指摘された（西村, 2017). (3)飯舘村除染後水田における生産性回復のため有機資源投入実証試験サイトの経過報告西脇淳子（茨城大学農学部）報告者らは2013年度から福島県飯舘村において，除染後農地への有機物施用後の作物生産性，および水稲の放射性Cs汚染に関する調査研究を継続している．シンポジウムでは，削り取りのみの区で初年度の水稲収量が低下する傾向が示されたが，翌年からは削り取りの影響は見られなかったこと，玄米中放射性Cs濃度が，試験期間を通して国の流通基準を大幅に下回ったことが報告された(西脇, 2017).
(4)森林における福島原発事故由来放射性Csの現状
小林政広（森林総合研究所）
東京竜力福島第一原発事故により森林に沈着した放射性Csは，事故から5年が経過した現在，大部分が鉱質土壤の最表層に集積しており，土層深部への移動，流出は限定的であることが明らかになった．一方，樹木の根を通じた放射性Csの吸収については不明な点が多い．針葉樹，広葉樹の利用再開に向けて，根を通じた吸収および関連する諸現象の実態を明らかにし，将来予測および対策技術の開発を進めることが課題であることが報告された（小林, 2017).
3.コーディネータからみた議論のポイント
A.環境中におけるCsの循環
報告（1）（4）では，農地（農業環境）および森林におけるCsの移動が整理されている．流域におけるCs移動を把握するためには降雨量と流出量の関係に基づいた水文学的なアプローチが不可欠である．土壌物理学会では農地と森林の水文学が独立して研究されてきた傾向があるが，今後はCsの循環という切り口で両者の協力体制を構築する必要がある.
B.土壌中におけるCsの楽動
報告(1) (2)では，土壌化学的な視点から土壌へのCs吸箸，土壌中におけるCsの移動についてこれまでの知見が整理されている．その中でモデルの適用についても述べられている．土壌物理学会はこれまで数々のモデル論を展開してきた．その資産を活かして現場の状況に応じて，モデルの有効性と限界を整理する必要がある.
C.営農再開に向けた土づくり
報告（1）(3)では，除染後の営農再開を考える上で重要な土壌へのKや有機資材の施用と作物へのCs移行についての知見が整理されている．除染によって失われた肥沃な表土をどのように再生するのか，地域内のバイオマス循環という観点からの土づくりに対する土壌物理学的な貢献を考えていく必要がある.

D.除染後農地の排水不良
私の所属するNPO法人は2015年に除染後の農地の現状調査を実施した．その結果，①除染の程度は同じ圃場内でも場所によって異なること，②畦畔は除染されていないこと，③客土層の厚さは必ずしも均一でないこと， ④除染後の水田には従来の耕盤層（20 ～ 30 cm）に加えて客土した山砂と元の水田土壌の境界（5 ～ 10 cm）に硬盤が存在すること，⑤排水不良のため強い降雨後に湛水状態になる水田が点在すること，などが明らかになった(Fig.1).排水不良の原因は除染工事に使われた重機の踏圧によって客土直下に硬盤層が形成されたためと考えられる（溝口, 2016）。こうした現状で営農を再開することは果たして可能なのであろうか.作物・肥料・農業機械・農業土木等の英知を結集して総合的な問題解決策を探っていくことが必要である.
E.屋敷林を含む居宅の除染
報告（4）では住居と離れた場所における森林でのCsの分布について述べられている．しかし帰村を目前にした避難民の住居の裏には屋敷林がある．この屋敷林からの放射線をどのように低減させるのかも悩ましい問題である．この問題解決のために溝口ら(2016)は飯舘村の平坦な屋敷林において，落葉と腐植土を10 cm程度剥ぎ取って現地埋設処理することにより，屋敷林内の１ｍ高さの空間線量率が劇的に低下することを実証した（Fig. 2).
5.おわりに
土壌物理学会（研究会）は，創刊号に「農業土壌学の目的が，農業生産の向上にあると云う見地からすれば,物理性と生産性との直接的な聯関が第一義的に要請されるのは当然である」（山中, 1959）と記されているように「農業生産の向上」のための物理性研究から始まった．いま私たち土壌物理学会員は，土壌の物理性と生産性の関係を意識しつつ，放射性物質で汚染されてしまった農地で安全な農業生産を可能とするために，①まず現場を見て，②現場で起こっていることを特定し，③総合的見地から見落としている課題を抽出し，④具体的に問題解決策を提示することが必要である．そのために，学会が一丸となって戦略的に研究費を獲得しながら調査研究を継統していくことが必要であろう．江口定夫(2017):農業環境中における放射性セシウムの辛動,土壌の物理性, 135: 9–23.小林政広(2017):森林における福島原発事故由来放射性Csの現状, 135: 41–46.西村拓(2017):土壌中のCsの移動:速い現象・遅い現象, 135: 25–31.西脇淳子(2017):飯館村除染後水田における生産性回復のための有機資源投入実証試験経過と飯館村の現状, 135: 33–39.溝口勝(2014):放射性物質問題—土壌物理に求められること—.土壌の物理性, 126: 3-10.溝口勝(2016):飯館村における村学民協働による農地除染と農寒再生の試み.水土の知. 84(6): 5-9.溝口勝,板倉康裕,小原壮二,高橋正二,田尾陽一(2016):飯館村の居久根（屋敷林）の除染実験.土壌物理学会大会講演要旨集: 54–55.山中金次郎(1959): 「土壌の物理性」第１号発刊に際して.土壌の物理性, 1: 1–2. 2013年に第55回シンポジウム「放射性物質問題—土壌物理に求められること—」を開催してから3年が経過した．この間，公共工事による除染が進められ，避難住民の帰還についても現実的な議論が始まっている．しかしながら，除染効果の評価や環境中のCs移動の実態は依然として不明な点が多い．また，実際の現場では新たな課題も出てきている．今年の第58回シンポジウムでは，農業環境，土壌，水田，森林におけるCsの挙動を対象に研究している4名の土壌物理学会員に呼びかけ，福島放射性物質汚染に関する研究の現状を報告してもらい，土壌物理学会として今後取り組むべき課題について議論した.キーワード：放射性セシウム，農業環境，農地，森林，営農
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江口の総説「農業環境中における放射性セシウムの挙動」において，下記のような誤りがありました．お詫び致しますとともに訂正をお願いいたします. (正)
江口定夫1 Behavior of radioactive cesium in agricultural environment Sadao EGUCHI 1 Abstract: This paper illustrates the behavior of radioactive cesium (radiocesium) in agricultural environment mostly based on the new findings obtained during the last 5 years after the Tokyo Electric Power Company (TEPCO)- Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant (FDNPP) acci- dent in 2011, in comparison with the knowledge in Europe after the Chernobyl Nuclear Power Plant (CNPP) accident in 1986.  The highlight topics are on the potassium (K) application as the most effective measure to reduce trans- fer factor (TF) of radiocesium from soil to crop; discovery and characterization of a few micrometer-size particulate radiocesium deposits; formulation of effective solid-liquid distribution coefficient (Kd) to elucidate in-situ Kd varia- tion; unexpectedly rapid migration rate of radiocesium in soil in Europe as well as in Japan; importance of long- term monitoring of radiocesium inventory in soil, etc. Fur- ther research needs to ensure the long-term safety on the crop production in the contaminated/decontaminated agri- cultural soils would be proposed as follows:  developing K d database and K d formula; proposing appropriate K ap- plication scenario by using short- to long-term TF predic- tion model; reconstructing water-soluble/particulate radio- cesium deposition map in 2011; and understanding the bio- geochemical cycle of radiocesium in relation with that of stable cesium in agricultural environment. Key Words : transfer factor (TF), potassium application, solid-liquid distribution coefficient, radiocesium intercep- tion potential (RIP), frayed edge site (FES) 2011年３月の東竜福島第一原発(FDNPP)事故後，福島県を中心とした東日本全域において，土壌や作物が放射性セシウム（Cs）等の人工的放射性核種によって汚染された．2011年4月には，作土（深さ0 ~ 15 cm）の放射性Cs濃度（134Cs + 137Cs濃度）> 5000 Bq kg-1を基準として，福島県内の85 km²において，2011年産米の作付け制限区域が設定された（農林水産省, 2011). 農業分野では，農業従事者等への外部被曝や土壌から作物への放射性Cs移行を理解・予測・制御するため，福島県を中心に多くの試験研究が実施された．水稲玄米への放射性Cs吸収抑制対策としては，カリウム（K）施肥により作士の交換性K含量を適正なレベル（25 mg K₂O/100 g乾土）に維持することが最も有効であることが明らかとなり，福島県内全域での対策を徹底した結果，2015年産玄米の全袋調査では，放射性Cs濃度が100 Bq kg-1を超過する件数はついにゼロとなった（福島県, 2016).事故後5年が経過し，放射性Csの放射壊変による濃度低下（当初の134 Cs : 137 Cs比= 1とすると，5年間で38 %まで低下）と農地除染等の様々な復興に向けた活動の結果，2016年産米の作付け制限区域は21 km²（農林水産省, 2016）まで縮小され，避難指示区域の大半では指定解除が実施または予定されている（経済産業省, 2016).営農再開に向けた取り組みが本格化する中,表土剥ぎと客土が行われた除染後農地等では，安全な作物生産を中・長期的に持続するための新たな知見・技術が必要とされている．本稿の目的は，主にこの5年間に行われた試験研究結果に基づく最新の知見等に基づき，農業環境中での放射性Csの挙動について，土壌中の鉛直分布，固液分配係数，作物への移行と吸収抑制，農地における物質収支等の面から概説すると共に，今後，安全な作物生産を長期的に持続する上で必要と考えられる研究課題を提示することである.東竜FDNPP事故後，環境中に放出された放射性Csは，水溶性物質（直径0.5 ~ 0.6 μmの硫酸エアロゾル） (Kaneyasu et al., 2012) または粒子状物質（直径2 ~ 2.6 μmの球状粒子：Csボール）（Adachi et al., 2013）として，農地土壌や農作物上に湿性沈箸または乾性沈箸した.事故8ヶ月後に福島県内で採取したCsボールの実体は,鉄,亜鉛,スズ,カリウム(K),ルビジウム(Rb), Cs等を含むケイ酸質ガラスであり，アルカリイオンであるCs +は, K + , Rb +と共に,粒子周縁部から部分的に溶脱した形跡が見られた（Yamaguchi et al., 2016a）. 福島県内・外の複数地点（東竜FDNPPから40 ~ 200 kmの距雕）で2011年4 ～ 6月に採取された土壌の微粉砕（＜ 0.1 mm）試料のオートラジオグラフ画像（イメージングプレート［IP］画像）には，放射性Csを含む放射性徹粒子が多数観察され，湿式締別及び沈降法による粒径画分後は，特に粘土画分（＜２μm）に放射性微粒子が多く存在することが示された（Itoh et al., 2014）.すなわち，土壤中の放射性Csは，微視的（μmスケール）に見て極めて不均一に分布していた．また，土壌断面スケールにおいても，津波で被災した宮城県内の農地土壌鉛直断面の不攪乱試料のIP画像では，津波による泥状堆積物の表面付近で水平線上に並んだ多数の放射性微粒子が確認されている（Nanzyo et al., 2015). これらの原因は，前述のCsボールの沈着と，風化黒雲母（weathered biotite） (Mukai et al., 2014; 2016) という特定の粘土鉱物に選択的に強く収着（溶質が吸着，固定，吸収等により固液界面または固相に移行すること）されるCsの性質の両方が考えられる．なお，長径数十~ 100 μm程度の風化黒雲母への放射性Csの収着については，鉱物端面におけるいわゆるフレイド・エッジ・サイト（frayed edge site, FES）(McKinley et al., 2004)への局所偏在的な収着だけではなく，鉱物全体におよそ万逼なく広がる収着であることが示された（Mukai et al., 2014). すなわち，FESと同様にCsを選択的に収着するFES様のサイトは，FES以外（例えば，鉱物面上に不規則に存在するであろう亀裂壁面内等が想定される）にも多く存在する可能性がある。また，風化黒雲母を含まない土壌中では，鉄を含むスメクタイト（ferruginous smectite） (Fujii et al., 2015)等による放射性Csの収着が重要と考えられる.より巨視的なスケール（土壌断面~圃場・地形）で見ても，放射性Csは極めて不均一に分布していた．2011年４月に設定された作付け制限区域内の不作付け水田圃場（飯舘村）では，微地形（地表面の凹凸）とは必ずしも関係なく，放射性Csが不均一に分布していた（変動係数: CV = 51.8 %) (山野ら, 2013). 岩手県一関市の草地では，放射性Cs濃度（地表1 cmにおける空間線量率から換算）の空間変動性が調査され（Tsuiki and Maeda, 2012a; 2012b)，植生による被覆が比較的均一な採草地(meadow)よりも，家畜による撹乱の影響を含む放牧草地（pasture）の方が放射性Csの空間変動性が高く（CV = 38.7 %),局所的な高濃度ホットスポットが存在することが示された．また，この放牧草地における放射性Csの平均的な土壌中存在量（インベントリー）を把握するためには，面積1 ha当たり29ものサンプル数が必要であることが示された.もし，放射性Csの沈着とその後の再分布過程が，水溶性物質による湿性沈着と地表面流去水による土壌侵食及び再堆積過程のみに支配されるならば，放射性Cs濃度は微地形の影響を強く受けて，微凹地でやや高く微凸地でやや低いという傾向を示すだろう．しかし，2011年4月15日（東竜FDNPP事故後の積算雨量は僅か25 mmであり、風と共に埃が多く舞う状況であった)，福島県農業総合センター圃場（郡山市）の緑地内の複数地点において，GMサーベイメータ（日立アロカメディカル）のプローブ面を地表面に当てて放射線量率を測定したところ，必ず，植生の無い微凹地の裸地土壌面の方が低く(3.2 k cpm, Fig. 1a),植生のある徹凸地の方が高い(4.0 k cpm, Fig. 1b）という逆の傾向があった．ところで，直接比較は出来ないが，桜の花弁は風によって輸送され，公園内の乾いた地表面では微凹地（裸地土壌面）よりも微凸地（植生部分）に集積（乾性沈箸）する傾向がある(Fig. 2a).このことは，花弁の水平分布は，微地形ではなく，植生部分への花弁の親和性（捕捉されやすさ）によって，主に支配されていたことを示す．しかし，微凹地が水溜りを形成すれば，大量の花弁が局所的に捕捉され，水面の周縁部に花弁のホットスポットが形成される(Fig. 2b). 地表面沈箸後の放射性Csも同様に，風による再浮遊（resuspension）と沈着を繰り返し，より親和性の高い場所（微凸地の植生部分や微凹地の水溜り部分）に相対的に多く集積したのかもしれない．見かけ上，微地形とは必ずしも関係のない不規則な放射性Cs濃度分布（山野ら, 2013; Tsuiki and Maeda, 2012a; 2012b）は,このような過程を経て形成された可能性もあるだろう.東日本のほぼ全域（15都県）にわたり，3461地点の農地表層土壌(深さ0 ~ 15 cm)の放射性Cs濃度と地表1 m高さにおける空間線量率との関係が調査された（Takata et al., 2014). 遵難指示区域外土壌（作付け土壌）,黒ボク土，そして，水田土壌における放射性Cs濃度に対する空間線量率の傾きは，それぞれ，避難指示区域内土壌(不作付け土壌)，非黒ボク土及び畑土壌よりもやや小さいことが示された．これらの結果は，それぞれ，耕起により放射性Cs濃度の鉛直方向の均一化が進んだこと,黒ボク士のかさ密度が非黒ボク土よりも小さいこと，そして，水田土壌では放射性Csの鉛直下方への移動速度が畑土壌よりも大きかったこと（これについては，次節2.2で詳述する）による．これに基づき，避難指示区域内·外の土地利用・土壌グループ別に，土壌の放射性Cs濃度と空間線量率の関係式が作成されると共に，文部科学省（2011）の航空機サーペイによる1 m高さの空間線量率図に基づき，農地の放射性Cs濃度地図が作成された(Takata et al., 2014). この地図は，農地除染計画の策定に寄与したほか，今後の中長期的な視点での営農再開に向けた全ての活動及び計画の基盤情報となる.農地土壌における137Csの実効的な半減期（effective half-life:物理的な半減期だけでなく，環境中での系内外を通じた物質輸送による増減も考慮した半減期）(e.g., Paller et al., 2014）については，放射壊変のみによる物理的半減期（30.1年）よりも小さいことが明らかとなっている（駒村ら, 2006).しかし，その程度は，個々の農地の管理方法(水田の水管理,畑の土壌侵食防止対策等)に強く依存し，個々の圃場間で大きく異なる．これは，圃場内及び圃場間での放射性Csインベントリーの空間的・時間的変動性を高める大きな原因の１つとなっており, a) b)実測による圃場～地域レベルでの経年変化の正確な把握を困難にしている．土壌の放射性Csインベントリーは，様々な将来予測の基幹となる情報であり，予算・労力的事情で調査地点数を減らすとしても，一定期間（例えば，数年程度）毎に広域で長期的に継続する必要がある.放射性Csは土壌固相に強く吸着・固定されることが以前より知られており，事故後撹乱されていない土壌では，そのごく表層に放射性Csは留まると予想された． IAEA（2010）によれば，次式で定義される放射性Csの固液分配係数（K d ）(L kg- 1 ）の土壌中における幾何平均値は，1.2 ×10 3 L kg-1である。
ここで，Qは放射性Csの固相中濃度（Bq kg-¹），Cは液相中の濃度（Bq L-1）である。土壌中の水移動に対する放射性Cs移動の遅れを表す遅延係数R（無次元）は,体積含水率θ（m³ m−³）とかさ密度ρ（Mg m−³）を用いて，次式により算出できる.
溶存態の放射性Csが，浸入水量I（mm）と共に地表面から土壌中へ侵入した場合，放射性Csの平均到達深さzρ（mm）は，次式で求められる.
a) b)
例えば，θ = 0.2 ~ 0.6 m³ m−³，かさ密度ρ = 0.5 ~ 1.5 Mg m−³の様々な土壌に対してI = 100 mmの降水があった場合，水または非吸箸性溶質（K d = 0, R = 1)のzρは200 ~ 500 mmとなるが，放射性Cs (K d = 1.2 ×10 3 ，R = 1201 ~ 9001)のzρは，僅か0.06 ~ 0.17 mmに過ぎない.しかし，放射性Csは，このような既往知見に基づく予想よりも２～３桁も速く土壌中を移動し(塩沢ら, 2011),ごく一部は深さ20 cm付近まで到達していた（Ohno et al., 2012; Yamaguchi et al., 2012). さらに不可解なことに，その鉛直分布の形状は，どの報告（Kato et al., 2012; Ohno et al., 2012; Tanaka et al., 2012; Yamaguchi et al., 2012; Honda et al., 2015)においても，放射性ヨウ素( 129 Iまたは131I)と大差ないものであった（ただし，放射性Iの移動の方が僅かに速い傾向) (江口, 2014). 放射性Iの沈箸は，放射性Csとほぼ同じタイミングで生じており(Ohse et al., 2015)，揮発による損失はほとんど無かった(Fujiwara et al., 2016). 土壌中における1311のKdは平均6.9 L kg-¹であり (IAEA, 2010), 前出の土壌・降水条件では，R = 8 ~ 53,  zp = 9 ~ 27 mmとなる．各地で実測された放射性Iの鉛直分布は，これらの既往知見と大きな矛盾がない.遅延係数Rが2 ～ 3桁も異なる131と137 Csが，見かけ上，ほぼ同じ鉛直分布を示した理由としては，1）吸箸平衡が成立する前の移流による輸送，2）選択流（不均一な水移動及び溶質輸送)，3）コロイド担体輸送（colloid- facilitated transport)，等の可能性が挙げられる（江口, 2014).以下では，これらのうち特に理由1）に関連して，事故直後だけでなく，中・長期的な時間スケールでの検討も行いたい.理由1）については，土壌中における放射性Csの吸着・固定に要する時間が関係していると考えられる．これは，エイジング効果とも呼ばれるものであり，粘土–腐植複合体のような疑集体の形成が2 : 1型粘土鉱物の層間への放射性Cs†のアクセスを制限していること，鉱物端面に到達した放射性Cs+が層間の膨潤層内に先在する多量陽イオン（放射性Cs†よりも極めて多量に環境中に存在する陽イオン）とイオン交換しながらFESに到達するまでにはある程度の時間が必要であること等による（山口, 2014). また, K+, Rb+,安定Cs+,アンモニウムイオン（NH t ）等，水和エネルギーが低く2 : 1型粘土鉱物の層間に固定され易い多量陽イオンは，放射性Cs+が固定されやすい場所を既に占拠しており，新たに沈箸した極微量の放射性Cs +がこれらと交換すると共に，固定割合を増加させていくためには，ある程度の時間が必要と考えられる．例えば，137Csをあらかじめ固定させた風化黒雲母を，1 mol L-1のCsCl溶液に1日浸漬しても，先に固定された137Csはほとんど脱着しない（Mukai et al., 2016). 一方で，1986年にチェルノプイリ原発（CNPP)事故由来134Csと137Csが降下した翌月には，利根川における懸濁物質（SS）に対する137 CsのKdは, 134 CsのKdと同様であり，さらに，CNPP事故前の大気圏内核実験（ANT）由来グローバルフォールアウトの137 CsのKdとも同様であった（Hirose et al., 1990). 即ち，少なくともこの河川水環境中では，ANT由来137 Csと後から侵入したCNPP原発事故由来134 Cs及び137 Csとの間のSSに対する収着平衡は，月単位以下の時間スケールでほぼ平衡状態に達していた．東竜FDNPP事故後についても，2011年6月下旬から7月下旬（一部は8月初旬）の約一ヶ月の間に，土壌中の放射性Cs鉛直分布に大きな差は見られず（Koarashi et al., 2012; Matsunaga et al., Fig. 3 欧州及び福島県内の様々な土壌中における137Csの鉛直移動速度と原発事故後経過時間との関係.欧州データは，山口ら2013)，事故直後に比べて放射性Cs移動速度が大幅に減少したことが示された．さらに，他の室内実験の事例では，土壌への安定Cs添加1日後には，その70 %が酢酸アンモニウム溶液で抽出されない（Takeda et al., 2013).これらを考え併せると，降水と共に地表面から侵入した放射性Csが土壌中で移動しやすい時間スケールは，日単位以下であり，降水浸入時とその直後のみに限られると思われる.欧州では，CNPP事故後の土壌中における放射性Csの鉛直移動速度は，一部の泥炭土や砂質土壌を除けば1 cm yr-¹以下であり，年々減少する傾向を示した（Fig. 3, a ~ h). 東竜FDNPP事故後の福島県内においても，同様の傾向が見られる(Fig. 3, j).しかし，不作付け水田土壌（Fig. 3, i）だけは，平均2.0 cm yr-¹（3.7 → 2.4 → 1.5 → 1.4 → 1.3 → 1.6 cm yr-¹）という大きな移動速度を示し，２年目以降はほぼ一定速度を維持している．表土剥ぎによる農地除染作業（環境省, 2014）では，最表層5 cm程度を剥ぎ取るが，放射性Csの移動速度が大きいと経過年数の増大に伴い十分な除染が難しくなる.日本は欧州に比べて降水量が大きいため放射性Cs移動速度が大きいとする指摘（Konoplev et al., 2016）もあるが，水田以外の土壌（Fig. 3, j）を見る限り，それは初年目に限られ，二年目以降は欧州と同様の移動速度を示している．したがって，降水量の影響は見かけ上小さく限定的である．他の農地に比べて，水田土壌（不作付け）における放射性Cs鉛直移動が大きいことは，福島県内の複数の調査結果（Lepage et al., 2015; Takahashi et al., 2014; Takata et al., 2014;塩沢, 2016)で共通しており,これは水田土壌に特有の現象かもしれない．森林土壌では，糸状菌がCsの吸収や蓋積に大きな役割を果たすとされ(Steiner et al., 2002)，室内培養実験では鉱質土層中の137Csが落葉層に移行する（Fukuyama and Takenaka, 2004).水田土壌の微生物群集は一般に細菌主体であるが，他の農地は糸状菌主体であることから，水田以外の土壌では，糸状菌の活動が，見かけ上，Cs移動速度を遅らせている可能性が考えられる.実際の土壌中における放射性Csの移動速度が，K d値から予想される移動速度よりもずっと大きいことについて，十分に注意すべきことは，IAEA（2010）のデータセットからも言えるということである．式（3）で示した土壌条件では，K d = 1.2 ×10 3 L kg-1のとき，年間1000 mmの浸入水があったとしても，放射性Csの到達深さは0.6 ~ 1.7 mmに過ぎない．しかし，Fig. 3に示すように，欧州でも1 ~ 10 mm yr-¹の移動速度が各地で観測されており，Kdから予想される値よりも一桁大きい．この原因の一つは，現地土壌条件でのKdを実測することは困難であることから，実験室で測定されたK d等をデータベースに掲載しているためかもしれない．現地土壌条件での放射性Csの移動速度を理解するためには，土壌溶液組成等の基本的な環境条件を把握するだけでなく，微生物や植物の働きを考慮した上で，物質循環的な見地からの調査研究が必要と思われる.環境中の放射性Csは，主に懸濁態として輸送されることが明らかとなっているが（Ueda et al., 2013; Evrard et al., 2015; Iwagami et al., 2016), 土壌中での輸送及び作物根への吸収は，主に溶存態で行われる．灌漑水中の溶存態放射性Cs濃度が高いほど，水稲玄米の放射性Cs濃度は高まる(Fujimura et al., 2013; Suzuki et al., 2015).溶存態Cs濃度の変動を予測するためには，環境中での固相–液相間の放射性Cs分配状況の実態から求まる実効的な（=環境条件と共に変動する）固液分配係数K d (式（1)）の中身を理解する必要がある.溶媒の種類（水，酢酸カリウム溶液，酢酸アンモニウム溶液等）によって土壌からの放射性Cs抽出率が大きく変わる（Takeda et al., 2006; Yamaguchi et al., 2012;山口ら, 2015）ことからも判るように，環境中でのK dは水質条件（イオン組成）に応じてダイナミックに変化する.特に，液相中のK + ,  Rb + , 安定Cs + ,  NH +等，水和エネルギーが低い陽イオンは，容易に水和水分子を手放してFESへの吸着や層間への固定が生じやすく，相対的に極微量の放射性CsのK dに大きな影響を与える.土壌中におけるCs+の吸箸サイトは，山口（2014）を参考にすれば，次のように三大別できる：① Cs +選択性の低いpH依存性の変異竜荷（腐植物質の解離したカルボキシレート基，粘土鉱物の構造末端やアロフェン等に存在する表面水酸基)，② Cs +選択性は高いが他の多量陽イオンとの交換が生じ易い，構造由来の永久竜荷(2 : 1型層状ケイ酸塩鉱物の層間)，③ Cs +選択性が非常に高く，他の多量陽イオンが侵入しにくい場所にあるFES (ケイ酸四面体シートで同形置換が生じている2 : 1型層状ケイ酸塩鉱物である雲母，イライト，バーミキュライト等の層間の非膨潤層と膨潤層の境界部分）及びFES様サイト.また，① ~ ③の吸着Cs +以外にも，④ FESに吸着した後，層間が閉じて固定されたCs +，⑤吸着・固定サイトではないが，土壌固相におけるCs+の存在場所として，鉄酸化物の沈殿等に包蔵されたCs + ，⑥未分解生物遺体の細胞中に存在するCs + ，等が考えられる.これらのうち，①と②をRES（regular exchange site） (Sanchez et al., 2002)，③をFES（可逆的な吸着：交換態)，④をFESir（不可逆的なFES吸着：固定態），⑤と⑥をX（吸着・固定サイト以外の存在場所）とすると,土壌全体での式(1)におけるQ及びK dは, 次の式(4)及び(5)で表せる.
Kd = KdRES + KdFES + KdFESir + KdX
ここで，下付き文字RES，FES，FESir及びXは，それぞれ, RES, FES, FESir及びＸについてのＱまたはＫ dであることを示す。また，式（5）の右辺第二項KaFESは，土壌の放射性Cs捕捉ポテンシャル（radiocesium interception potential, RIP) （mmol kg-1）と次の関係にある.
ここで，CK及びCiは，それぞれ，K+及び他の陽イオン種i  (NH + ,  Rb + , 安定Cs +等)の液相中濃度（mmol L-1)，k;は経験的な定数であり，FESにおけるK+に対する陽イオン種iの選択係数に相当する.例えば, knh,及びknaは，それぞれ，約５（4.2 ~ 5.3）及び約０（0 ~ 0.02）の値が使用されており（Wauters et al., 1994; 1996; Smolders et al., 1997; Absalom et al., 2001; Sanchez et al., 2002),  kcsについては，FESにおけるK+に対するCs+の選択係数として1000 （Brouwer et al., 1983）との見積もりがある．なお，RIPは，FESによるCs +捕捉能を定量的に評価するための指標であり，FES以外の負電荷（RES）をAgTUまたはCa²+でマスクした条件下で, FESに対するK+と137Csの競合吸着平衡時の濃度を測定することにより，実験的に求められる（Cremers et al., 1988; Wauters et al., 1996).式(1)及び(4)~(6)を整理すると,
式（7）は，K aに直接影響する要因として，固相のRIPだけでなく，FES吸着から固定への進行度合い，環境中の生物活動や農地における施肥と密接に関係する多量陽イオン種（K + , NH +等）濃度の増減，酸化還元電位の変化による鉄酸化物の溶解・沈殿反応等があることを示す.また，この式の各項目のうち，RIP，C k ,  k i ,  C i及びCは実測可能（k;は文献値を得る）であり，実測できないQres,  Qfesir及びQxの和（右辺第二項の分子）は，式(7)を使えば求まる.現地土壌中における放射性CsのK dを実測することは極めて困難であるが，陸水（淡水）環境中におけるSSに対するK dは，これまでに多くの実測値が報告されている．東竜FDNPP事故後に測定されたKdは，それ以前に欧州や日本で測定されたK dと比べると，全体的に一桁大きい傾向がある（Fig. 4).その原因としては，東竜FDNPP事故で放出された難溶性Csボールの影響も指摘されている（Konoplev et al., 2016）.しかし，CNPP事故前·後と東竜FDNPP事故後の日本のK dを竜気伝導度（EC）に対してプロットすると（Fig. 5)，全体的にECが高いほどK dが低下する傾向が見られる．これは, ECが高い陸水ほど多量陽イオン（K+, NHt等）濃度が高いと考えれば，式（7）で説明できる．即ち，東竜FDNPP事故後のK dが既往の知見よりも高い主な原因のーつは，ECが低い陸水を対象としたケースが多いためと考えられる．国内のCNPP事故前・後の調査では，主として，流域面積の大きな大河川（石狩川，利根川，北上川等）の下流部を対象としていたが，東竜FDNPP事故後の調査対象は，阿武隈川支流，太平洋に面した浜通りの二級河川、農地における用排水等が主体である。一般に，下流ほど様々な人間活動の影響を強く受けて，河川水のECは高まる.固液分配係数Kdに影響する土壌固相側の性質としては，RIPが最も重要である．一般に，土壌中の放射性Csの存在形態は，酢酸アンモニウム溶液では抽出されない画分（=前述の④ FESirにほぼ相当）が大部分を占める（Takeda et al., 2006; Yamaguchi et al., 2012;山口ら, 2015).この固定態(④ FESir)は，前述したように，系外から侵入した放射性Csが交換態（③ FES）を経て移行したものと考えられる．したがって，FESによる放射性Cs捕捉能を定量化したRIPが高い土壌（またはSS）ほど，③ FESだけでなく④ FESirへの移行量も多いと考えられる.同じECであっても，調査河川によりK dの分布域が上下に分かれる（Fig. 5）のは，主に地質条件の影響（Yoshimura et al., 2015）と考えられ，SSのRIPが地質条件に強く依存（地質条件が粘土鉱物組成を強く規定）することによる。見方を変えれば，RIPは，粘土鉱物組成という定性的な性質を放射性Cs吸箸の観点から定量化したという点で，K d変動や作物への放射性Cs移行を予測するためのパラメータとして有用性·汎用性が非常に高い．今後は，RIPをより簡易に測定するための代替的な実験手法の開発や，基本的な土壌特性からRIPを推定するための手法（Nakao et al., 2015; Uematsu et al., 2015）の開発等が必要だろう．そのためには，広域での粘土鉱物組成データの収集・整備だけでなく，Ｋや安定Cs等，放射性Csよりも分析し易い元素の土壌–植物系における挙動を明らかにすることが必要である．また， RIP実験では具体的にどの吸着サイトにおける放射性Cs捕捉を測定しているのか等について，明らかにすべきだろう．さらに，環境中での実効的なK d値には，有機物動態が深く関係することが知られているが（Staunton et al., 2002;山口, 2014)，その詳細は未解明であり，有機物分解等と環境中でのK d変動を関連づけるための物質循環的研究が必要である.東竜FDNPP事故直後は，放射性Csによる農作物汚染は植物体地上部の吸収（葉面や樹皮からの吸収と転流）による直接汚染（直接沈着）が主体であり，葉菜（Ohse et al, 2015), 小麦(田野井, 2013),茶(Tagami et al., 2012; Hirono and Nonaka, 2016)，果樹（佐藤ら, 2014)，牧草(Sunaga et al., 2015)等の直接汚染（または次節4.2で記述する間接汚染との混合型）が各地で生じた．また， 2013年産の水稲玄米では，南相馬市付近で局地的な直接汚染が生じた（農林水産省ら, 2015b). その原因は，稲体に付着した大気降下物（水溶性物質や，放射性微粒子からの溶出等）であり，その起源については，周辺の土壤粒子由来ではないことが各試料の134 Cs/137 Cs濃度比に基づき示された（Matsunami et al., 2016).大気降下物による放射性Csの沈箸は，事故直後と比較すると非常に小さいが，現在も続いている（原子力規制委員会, 2016). 農作物への影響は非常に小さいと考えられるが，2013年産水稲玄米への直接汚染のような事例も生じていることから，今後も広域での長期的なモニタリングが必要である。各地でのモニタリング（原子力規制委員会, 2016）によれば，事故による放射性Cs沈箸量が大きかった地域ほど，現在も放射性Cs降下量が多い結果が得られており，放射性Csの再浮遊と沈着が，地域スケールで繰り返し生じていると考えられる．また，大気中の137Cs濃度は明瞭な季節変化を示し，都市域（福島市，郡山市）では冬季に極大，非都市域（浪江町津島地区）では夏季に極大となる（北ら, 2016）。これについて,冬季の極大値は都市部での人為的な活動起源，夏季の極大値は植物由来の有機物粒子起源が主体と考えられている．伊達市では，一年間に２回，冬季と夏季にピークが見られ，2012年から2015年にかけての大気中137Cs濃度減衰は，物理的半減期よりもずっと早く，一年でほぼ半減していた（Kitayama et al., 2016). 今後，これらの知見を集積することにより，長期的な放射性Cs降下量予測やその実体の解明が可能になると考えられる. 4.2間接汚染（経根吸収）と移行係数土壌に沈着した放射性Csの根からの吸収を通じた作物への移行は間接汚染（経根吸収）と呼ばれ，間接汚染の生じやすさの指標として，移行係数（transfer factor, TF）が用いられる.
ここで，Pcs及びMcsは，それぞれ，作物（体の一部）及び土壌（の作土層）の放射性Cs濃度（Bq kg−¹）である。突発的な事故等によって生じる直接汚染は前もって予測出来ないが，間接汚染は，土壌–作物系における放射性Csの物質循環を理解することにより，予測と制御が可能である. 2011年4月には，全国各地における1960年代からのANT由来137Csの水田土壌から水稲玄米への放射性Cs移行係数（transfer factor, TF）の長期モニタリングデータ（Fig. 6）に基づき，TF < 0.1の仮定の下，放射性Cs濃度が5000 Bq kg-¹以上の農地土壌での作付けが制限された（当時の食品の暫定基準値：500 Bq kg-1）。これは一定の成果を挙げたが，K長期無施用の圃場等（分析総数の0.2 %）で，当時の暫定基準値超過が見られた（農林水産省ら, 2014;八戸ら, 2015).  2011年より，福島県及び北関東各地の水田圃場において様々なK肥料及びK含有資材の施用試験が行われ（齋藤ら, 2014;佐久間·佐藤, 2014;神山ら, 2015; Kato et al., 2015)，水稲玄米への放射性Csの移行がK施用（K肥料及びKを含む堆肥や粘土鉱物資材等）によって抑制されることが，圃場レベルで初めて実証された(Fig. 7).水稲の根吸収におけるK+とCs+の競合のため，K施用が放射性Cs吸収抑制に有効であることは，実験室レベルでは以前より知られていた（天正ら, 1961;津村ら, 1984). 二本松市の水田土壌（齋藤ら, 2014;佐久間·佐藤, 2014）におけるK施用による137Cs吸収抑制効果は，K+濃度をCs+吸収の阻害因子とするMichaelis-Menten型のモデル式（Shaw and Bell, 1991）とK+欠乏で発現するK+輸送体タンパク質合成を考慮して，説明することが出来た（Fujimura et al., 2014). また，基肥としてのK施用量をゼロから過剰量まで増加させると(0 → 57 g K m-²),水田土壌の交換性¹³⁷Cs含量を減少させる (234 → 25 Bq kg-¹)ことが示された（Saito et al., 2015). これは，K+濃度の増加に伴い，FES及び層間へのK+吸着が進んだ結果，竜気的斥力を失った層間が閉じたことによると考えられる．同様に，土壌中のFES量や，RIPという土壌特性もまた，基本的に固定値ではなく，K施肥やその他の環境条件（例えば，乾湿の繰り返し等：中尾ら, 2011）によって変動しうるため，個々の農地の管理状況の把握が必要である.各地での試験結果に基づき，2012年には，水稲玄米の放射性Cs濃度を新たな基準値（100 Bq kg-1）以下に抑えるための土壌中交換性K含量の目標値として，25 mg K2O/100 g乾土が設定された（農研機構, 2012). 水稲玄米へのTFは，K施肥等の対策をしない圃場でも経年的に減少するが（Fujimura et al., 2015; Yang et al., 2016),水田土壌の特性（RIPが低い等）によっては，基準値を超過する玄米が生産される可能性がある．実際，2013年産の水稲玄米では，K施肥対策をとらなかった圃場1地点において，基準値超過が生じた（農林水産省ら, 2014).福島県内での徹底したK施用等の吸収抑制対策により, 2015年産水稲玄米の全袋調査では，ついに100 Bq kg−1超過件数はゼロとなった（福島県, 2016).さらに,ダイズ，ソバ，牧草においても，K施用による放射性Csの移行抑制効果が実証された（信濃, 2015). ただし，これらの畑作物では，土壌中交換性K含量の目標値が水田よりも高く，ダイズ，ソバ及び牧草について，それぞれ，30, 30及び30 ~ 40 mg K₂O/100 g乾土が必要となる（信濃, 2015).福島県内全域を対象としたK施用対策を，今後も毎年継続することは予算的に困難であり，圃場毎の土壌特性(RIP等)を考慮した，よりきめ細やかな対策案（適切なK施肥シナリオ）の提示が求められている. 土壌のRIPと作物による放射性Cs吸収が負の相関関係にあることが，牧草（Delvaux et al., 2000)，水稲（農林水産省ら, 2014),ダイズ (Takeda et al., 2014;農林水産省ら, 2015)等で示されている．土壌のRIPは，土壌タイプによって異なり，黒ボク土で比較的低く，台地土や低地土でやや高い傾向がある（農林水産省ら, 2015a）また，異なる土壌特性や様々なK肥料·K含有資材の施用効果を総合的に考慮して，水稲玄米へのTFを予測できる簡易モデルの開発が進められている（Eguchi et al., 2015). これは，欧州で開発されたAbsalom et al.（1999）のTF予測モデルを一部改良したものであり，モデル入力値としては，オリジナル版で必要とされる土壌の粘土含量，交換性K含量及び放射性Cs降下後の日数の3点に加えて,土壌の粘土鉱物組成を表すための土壌特性パラメータとして，RIP値を使用する．本モデルの開発と検証が進めば，福島県内を中心とした広域RIPマップ（Yamaguchi et al., 2017）を利用することにより，広域での適切なK施肥シナリオの提案が可能となる.表土剥ぎによる除染後の水田では，通常の水田よりも玄米のTFが一桁ほど高くなる場合がある（Yang et al., 2016). これは，主に交換性K含量の低下によるものと考えられ，TFと交換性K含量の関係で整理すれば，通常の水田との違いは見られない（藤村ら, 2016). 即ち，通常水田と同様のK施用対策をとれば，除染後水田においてもTFを低く維持することが出来る．玄米収量は，水による土壌攪拌・除去方式（石田ら, 2014;牧野ら, 2015)や表土剥ぎ・客土方式（環境省, 2014）による除染後の水田でやや低下する傾向（試験圃場４ヶ所のうち，３ヶ所で減少，1ヶ所で増加）もあるが（藤村ら, 2016)，土壌の可給態窒素含量との密接な関係が示されており，窒素肥沃度を高めることで改善が期待できる．一方，除染後の農地では，客土された土壌の侵食が大きな問題となっており，カバークロップによる侵食防止技術の開発が進められている（信濃, 2015).農地における放射性Cs収支は，物理的な放射壊変以外では，大気降下物（乾性，湿性），灌漑水，作物残渣等の収入と，作物吸収（収奪)，表面流出（土壌侵食)，暗渠流出，溶脱等の支出との差し引きで決まる．これらの過程は溶存態または懸濁態で生じるが，量的には懸濁態が主体となるため，SS収支を把握することが重要になる。傾斜畑では，一般に，土壌侵食による支出項が卓越し， SS収支は負値となる。 1959 ~ 1973年に全国8ヶ所で行われた傾斜ライシメータ試験（傾斜5° ~ 10°，斜面長15 ～20 m，標準栽培区）の結果によれば，年間のSS収支は−7.9 ~ −0.1 Mg ha−¹（平均−2.3 Mg ha−¹）であった（谷山, 2002). これに対して，1993 ~ 1998年に秋田県，千葉県及び滋賀県の慣行栽培水田（計11地点）を対象に行われたSS収支モニタリングによれば，年間0.05 ~ 0.47 Mg ha-¹のSS流入，0.20 ~ 4.20 Mg ha-¹のSS流出があり，SS収支は，−4.16 ~ 0.03 Mg ha− 1（正値は2地点）
であった（谷山, 2002). 即ち，畑と水田のSS収支は基本的に負値であり，リンや放射性Cs等，土壌粒子に強く吸箸する元素の収支もまた負値となる．その結果として，全国各地の水田土壌におけるANT由来137Csインベントリーの実効的半減期は，物理的半減期（30.1年）よりもずっと短く，9 ~ 24年であった（駒村ら, 2006).東竜FDNPP事故後，福島県内各地の水田で放射性Cs収支が観測され，既往の知見に反することなく，負値が多く示されている（Table 1）。しかし，その結果は圃場間や年次間で大きな変動を示し，全体の変動係数CVは非常に大きい（188 %）圃場レベルの放射性Cs収支は,土壌特性や気象条件だけでなく，農家による圃場毎の土壌・水管理方法に依存する要因が非常に大きいため,予測が難しい．また，通年で実測するためには，高価な自動観測・採水システム（パーシャルフリューム，三角堰，雨量計，濁度計，データロガー，太陽パネル，バッテリー，自動採水装置等で構成）の構築が必要となるだけでなく，谷津田等では水やSSの流入・流出が圃場の至る所で生じるため，水・物質収支の実測が非常に難しい．したがって，放射性Cs収支を多地点で実測することは現実的に不可能であり，広域かつ長期での実態把握のためには，その代替策として，水田土壌の放射性Csインベントリーを広域で長期的に定点モニタリングすること（駒村ら, 2006）が必要である．流域レベルでの河川からの放射性Cs流出もまた同様に予測・実測は容易でないが，各地の定点で調査データを蓄積することにより，経験的な減衰保数を用いた解析（Smith et al., 2004; Iwagami et al., 2016)が可能となる．水田土壌の放射性Csインベントリーについても，定点データを多点で長期間蓄積し，CNPP事故後の欧州データとも比較しながら，経験的な減衰係数等のパラメータを整理・活用していく必要がある.今後，営農再開と中・長期的な農作物生産の安全性確保のため，地目・作目毎の管理等に応じた様々な調査研究が必要となる（Yamaguchi et al., 2016b）課題は広範囲に及ぶが，ここでは，土壌物理学と深く関係する研究課題として，次の４点を挙げたい. ーつ目は，土壌中における放射性Csの举動に強く影響する巨視的パラメータとしてのK dのデータベース構築とモデル化（関数化）である．土壌中の水移動・溶質輸送過程の説明・予測のために不飽和透水係数や分散保数（分散長）といった巨視的パラメータが必要とされるのと同様に，K dは，土壌中における放射性Csの举動を説明・予測する上で必要不可欠なパラメータである．環境中における実測Kdの中身と変動要因を理解し，他の変数（土壌特性，水質条件，経過時間等）でK dを表現する方法（関数化）が開発されれば，放射性Cs沈着直後から長期的な将来予測までを，圃場～地域レベルでモデル解析することが可能となる.二つ目は，土壌特性（RIP等）や地目・作目に応じたK施肥の適正化（必要な圃場にだけ必要な量を施用すること）のための，予測精度の高いTF予測モデルの開発である．このモデルは，東竜FDNPP事故後に測定されたTFだけでなく，1960年代以降，全国各地で測定されてきたANT由来137CsのTF (Fig. 6)に対しても適用でき，今後30年間以上にわたる将来予測やK施肥シナリオ分析が出来るものとする必要がある.三つ目は，東竜FDNPP事故直後に沈着した放射性Csの実体とその広域分布の解明である．各地に沈着した放射性Csの形態は，水溶性エアロゾルとケイ酸ガラス質Csボールの両方が考えられるが，どのタイミングでどの地域にどちらがどれだけ降下したのかについては，当時のデータが非常に限られていることもあり，不明な点が多い．現在の環境中に残存する放射性Csの実体のより詳細な解明等により，当時の降下状況を再現することが出来れば，K dやTF予測モデルの適用範囲・条件が大きく変わる可能性がある.最後に，四つ目は，長期的な放射性Cs動態予測のための，安定Csの動態解明である．安定Csについては，これまでも多くの研究が実施されており，安定CsのTFに対するANT由来137CsのTFの比は，白米では約2.6倍(Tsukada et al., 2002)や約1.5倍 (Uchida et al., 2009),玄米では約1.8倍（Kamei-Ishikawa et al., 2008; Uchida et al., 2009）といった報告がある．東竜FDNPP事故後は，飼料用牧草（Harada et al., 2015）や水稲（Kondo et al., 2015）における安定Csの移行や安定Csが事故由来137Csの移行に及ぼす影響等が調査されている．しかし，環境中における安定CsのK dと放射性CsのK dの関係や，相対的に多量に存在する安定Csの濃度変動が放射性CsのK dに及ぼす影響等については，環境中での研究事例が見当たらない．一方，室内実験では，モンモリロナイト及びイライトにおける137CsのKdに対する安定Cs濃度の影響は非常に大きいことが示されている(Staunton and Roubaud, 1997). 環境中での放射性Csの挙動を安定Csの物質循環と関連づけて詳細に明らかにすることが，放射性Csの長期的な挙動を理解するための一番の近道かもしれない.本研究の一部は，農林水産省委託プロジェクト「農地等の放射性物質の除去・低減技術の開発—農地土壌における放射性セシウム動態予測技術および拡散防止技術の開発—」及びJSPS科研費26511001の成果である. 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西村拓1 Fast and slow migration of Cs in soils. How do we understand ? Taku NISHIMURA¹ Abstract: We are on the way to remediate radioactive pol- lutants emitted from Fukushima daiichi nuclear power sta- tion after the great east Japan earthquake.  Migration and redistribution of radioactive cesium was expected to be very slow.  It was thought Cs must remain near the sur- face soil for years. However, rapid migration of radioac- tive cesium into deeper layer was observed in some area in Fukushima.  In this article, factors affecting and caus- ing rapid migration of radioactive cesium in soils are dis- cussed.  Frayed edge sites (FES) at the edge of illite and vermiculite clays are thought to retain Cs quite strongly. However, it might take time for cesium to reach the FESs. Unexpected migration of Cs may take place if a sort of transport phenomena such as percolation or infiltration of liquid water occurs during an approaching of Cs to the strongly bound sites.  Besides, dissolved organic matter in soil would obstruct approach of cesium to FESs.  This might be another factor to cause rapid migration of ra- dioactive Cs into deeper layer. Key Words : radioactive cesium, FES, rapid migration, dissolved organic matter,   nonequilibrium reaction東日本大震災時の原子力発電所事故で放出された放射性物質のうち¹³⁷Csは，半減期が30.1年と長いこともあり，依然として除染等の対策を講じる対象となっている.また，除染後の廃棄物の保管や管理も今後残された課題である.今回の事故，さらにはチェルノプイリ原発の事故や大気圏内核実験時に放出されたCsの研究では，放射性Csは土壌等の固体に収着して地表近傍に留まることや土壌侵食の際に流亡土壌と共に移動することが多く報告されている（山口ら, 2012). 他方，事故直後に予想以上に大きな下方への移動を示した事例（Shiozawa, 2013）や森林土壌で数年の間に20 cm程の下方への移行を示したという報告（西村, 2014）もある．また，一部の水田で夏季に水稲への放射性Csの移行が増えたという報告がある(Nemoto and Abe, 2013).  Comans et al.  (1989) の指摘のように，夏季に土壌中の酸化還元状態が還元側に傾くことで間隙水中のNHI濃度が上昇し，このNHIが土壌に吸着しているCsと交換した結果，放射性Csの水稲への移行が増すと考えられる一方，有機物の分解と共に有機物に収着していたCsが放出された可能性や温度上昇に伴って吸箸等温線が変化した可能性も残る．事故時に放出された放射性物質の形状や性質が放出のイベントごとに異なっているという指摘もある（江口, 2014). このように，Csの土壌中における動態については，まだ整理すべき点が残っていると考えられる．本稿では，土壌中のCsの移動についてCsや競合イオンのイオン交換の選択性や時間スケールに着目して話を進める.乾燥地の塩類集積に関連してCa-Naイオンの交換とイオンの移動についての研究が行われてきた．その多くはイオンの価数に着目したイオン交換平衡を扱うものであった．しかし，同じ価数の陽イオンでもイオン半径の違いによってイオンの水和の程度も異なり，その結果，イオン交換（Shainberg and Kemper, 1966）や粘土の分散凝集（Donstova and Norton, 2002)，透水性（Zhang and Norton, 2002）に達いが生じる．したがって，Naイオンに比べてイオン半径が大きく，水和エネルギーの小さいCsは，従来議論されてきたNaイオン等の一価のイオンとは異なる挙動を示しても不思議ではない. Csは，イオン半径が大きな一価の陽イオンで，水和の程度が低く，内圏表面錯体の形で固体に強く吸着することが多い.また，NH +やK +と同様に，脱水和すると，粘土鉱物表面のSi四面体層に形成する六員環にちょうどはまり込む．特に，粘土粒子の層間の六員環にはまり込んだまま層間が閉じると不可逆に近い形でCsが粘土に固定化されると考えられ，この特異的にCsを固定するサイトをFrayed edge site（FES）と呼ぶ. 2.1 Csの吸着・脱着の速度Na-Caイオン交換等多くのイオン交換は非常に短時間で生じる（たとえば，Tang and Sparks, 1993).しかし，たとえば，リン酸のイオン交換樹脂に対する吸着では，樹脂表面における拡散が律速となり，リンの吸着にある程度の時間を要する場合がある．また，Sparks and Jardine（1984）は，Ca飽和試料にKを吸着させる吸着実験を行い，吸着開始後の時間経過に応じて吸着速度が変化する場合があることを報告した．放射性Csについても，Sawhney（1966）は，Ca飽和試料と放射性Csを含んだ溶液を混合し，上澄み中のCs濃度の変化から， Csの吸着速度が混合後の時間経過に伴って，二段階（もしくは三段階: Fig. 1中に著者加筆）の変化を示すことを報告した（Fig. 1).このとき，吸箸開始後10時間程度の間に速い吸着が生じ，その後，吸着速度が低下した．このような時間的に変化する吸着速度は，複数のタイプの吸着サイトがあることを示唆している. Mukai et al.  (2016)は，雲母，風化雲母，イライトなど様々な粘土粒子をマニピュレータで選択し，パネルに固定した上で，0.185から18.5 Bqの137 Csを含んだ溶液で一定時間負荷を与えた後，純水で洗浄する実験を行った．実験後，イメージングプレート上で，粘土に吸着した137Csを可視化した．その結果，風化雲母の粒は， 137Cs負荷量によらず，純水では洗い流されない程度の強さで吸着した.吸着は濃度が高くなると増大し, 18.5 Bqを24時間負荷した場合は，風化雲母だけではなく，雲母,イライト,アロフェン,イモゴライトにも純水で洗い流されない程度の強さで吸着した137Csが検出された．さらに，1.85 Bqの¹³⁷Cs負荷を与えた後，塩酸(0.1 M）で処理して，吸着したCsが脱離するかどうかを試したところ，負荷時間1時間，24時間の場合は塩酸で半分近くの137Csが脱離したものの，1週間反応させると， 0.1 Mの塩酸でも18%程度しか脱離しなくなった．以上の例は，微量な放射性Csの粘土粒子への吸着が，いわゆるNa-Caイオン交換のような瞬時に進むものではなく,時間を要する反応であることを表している.粘土鉱物の表面には，同形置換に由来する永久荷電が存在する。また，板状の粘土鉱物の端面やアロフェン,イモゴライトの表面に存在する表面水酸基には，pHに応じて，正もしくは負の値を示す変異荷電（pH依存荷竜）がある．環境中であり得る中性に近いpH条件では,通常，永久荷竜と変異荷竜の和としての正味の竜荷は負である．この負竜荷に対して，陽イオンの静電気力による吸着をモデル化したのが拡散二重層理論である．竜気的な力による吸着は，主に，水和しているイオンが粘土鉱物粒子表面に吸着する，いわゆる外圏表面錯体の形成と対応していると考えることができる．外圏表面錯体の形成は，一般に時間的には瞬時で，可逆である．一方，詳細に検討すると，粘土表面における陽イオンの吸着は，外圏表面錯体を形成する単純に電気的なものだけではない．Commans et al. （1991）は，イライト粘土についてTable 1のようにイオン交換の生じるサイトを整理した．ここでサイト1がFES，サイト2が粘土粒子の外面に位置するケイ酸四面体層の六員環で内圈表面錯体を生じる部分,サイト3が外圈表面錯体を形成する可逆な吸着サイトと対応すると考えられる.サイト1から３のイメージをFig. 2にまとめた．いわゆる外圏表面錯体に加えて，粘土の層間の奥で六員環に固定されているCsイオン（これは，Csの吸脱箸にはほとんど関わらないと考える)，比較的端面に近く，層間距離が変化し得る位置にあるFES，さらに外表面に面した六員環の3つの異なるサイトにCsの内圏表面錯体が形成する. Fan et al.  (2014) は，EXAFS（広域X線吸収微細構造法, extended X-ray absorption fine structure)，X線回折,逐次抽出の結果から，イライトやバーミキュライトの端面近傍におけるイオンの吸着をFig. ２のように整理した．EXAFSの詳細については，たとえば橋本ら(2012)を参照されたい.  EXAFSでは，対象原子に隣接する原子の数，原子種，原子間距離を求めることができる．たとえば, Cs-O (水), Cs一O (内圏表面錯体), Cs-Siの距離はそれぞれ0.31 nm,  0.41 nm,  0.477 nmである(Fan et al., 2014）.この原子間距離の結果や隣接原子数から,吸箸しているCsが水和しているCsによる外圈表面錯体なのか，脱水和したCsによる内圈表面錯体なのかを推定できる。ただし，バルク土壌を対象としたEXAFSの測定には,元素にもよるが少なくともサプppmレベルで対象とする原子が含まれていることが必要である．土壌
中の放射性Csの量（たとえぼ，10万Bq kg−¹ ↑ ¹³ ↑ Csが0.03 ppm程度）では，データが得られない．そのため，Fan et al.（2014）は，0.76 mol L-1という高濃度の安定CsCl水溶液で平衡した試料を純水で洗浄し,過剰な塩を除去してからEXAFS測定を行った．粘土鉱物の種や同じ粘土鉱物であっても産地によってCEC（陽イオン交換容量）が異なるので，あくまで一例ではあるが， Table 1のイライト粘土では，FESはCECの1 %未満である. FESの吸着容量に比べて過剰なCsClでCsを吸箸していることから，FESの六員環だけではなく，外表面に開いた六員環（サイト2）にもCsが吸着していると考えられる．このときの分配係数（ln(K d )）は，イライトについて，FES（サイト1），Type II（六員環，サイト2)，Planar site（Fig. 2中の外表面における外圏表面錯体，サイト3）それぞれが，10.6，3.45，1.15であった．Poinssot et al.（1999）では，Cs-K交換についてFESでln K dが10.8, Type IIでは3.1であった.この数字とTable 1の値を比較すると，Table 1の吸箸サイト1から3とFig. 2のFES,  Type II内圏表面錯体，外圏表面錯体の対応づけが妥当であるとみなせる. Comans and Hockley（1992）は，イライト粘土について，複数の異なる反応速度をもった吸着サイトあると仮定して，放射性Csの吸着・脱着試験データから各吸着サイトの反応速度を評価した. その結果, Cs-Kイオン交換では，反応の遅いサイトで約200日，速いサイトで0.1日という速度定数が得られた．土壌や粘土鉱物の「能力」としてどの程度のCsを保持できるかという評価に関しては，たとえば，上述の200日を考慮した平衡実験系を設定する必要があるが，他方，分から時間単位の移動現象を考える場合には，Comans and Hockley（1992）の速い吸着サイトのような平衡状態の実験では得られない吸着特性を考慮する必要があると考えられる.また，対象とする吸箸サイトの違いが分配係数や反応の時間スケールを変えることは，系内のCsの濃度の高低によって，現れる現象が異なることを示唆している.これに関連して，山口（2014）は，放射性Csの原位置における挙動を評価するためには，実験時の濃度を10−6 mol L-1程度以下にする必要があると指摘している.溶液中の固体による溶存物質の吸脊において固液分配係数は，平衡状態を仮定したパラメータであり，温度の影響を受ける．そのため，特定の温度において溶液濃度と吸箸量の関係を測定したものを吸箸等温線と呼ぶ。一般に，温度が上昇すると分配係数は小さくなることが多い．もし，温度の影響が著しければ，液相の溶存Csの濃度の増減にも影響を及ぼす可能性がある.温度T*の時の平衡定数K d (T*)は，下記のようにあらわすことができる（たとえぼ，Atkins and de Pula, 2009)
ここで，ΔGm ：(T*)はT = T*の時の標準ギプス関数(J mol− 1 ),  ΔH m : (T*) はT = T*の時の反応エンタルピー（J mol-¹）, R:気体定数（J mol-¹ K-¹）, T :温度(K), K d :イオン交換平衡の分配係数(L kg-1), S :反応のエントロピー（J mol-1 K-1）である.温度TとT*の二つの温度条件のK dを考え，その差を取る。ただし，温度TからT*の間でΔH m（T*）とASは一定と仮定する.
Schramm and Kwak  (1982)によって以下の反応の20 °Cにおける反応エンタルピー（20）が報告されている. Na-Li イオン交換：0.08（kJ mol− 1 ） Na-K イオン交換：−4.85 Na-Csイオン交換：−11.08これらの値を用いて強く水和するLiイオンと水和が弱いCsイオンのNaとのイオン交換の温度依存性をプロットしたのがFig. 3である．図中のhigh，lowは，それぞれ20 °C,  10 °Cを基準として,そこからの温度増分ΔTを考えたものである．比較的温度変化の影響を受けやすいNa-Csイオン交換で30 °Cの温度上昇があっても分配係数の減少は13 %程度である. Liu et al.（2003）は,酢酸Naで前処理したハンフォード土壌についてCs吸着等温線の温度依存性を測定した(Fig. 4). 実際に測定した例でも反応時の温度がKdに与える影響は小さく，自然界にあり得る程度の温度変化によるイオン交換の変化は，それほど大きくないと考えられる. 137Csの粘土粒子への吸着が時間によって変化する例を上述した.このような例は他にもあり，たとえば,リン酸のイオン交換樹脂に対する吸着において，樹脂表面における拡散が律速となってゆっくり吸着が進むことやその際のリン酸の拡散係数が水中における値の約1/1000であったという報告がある（Vaidyanathan and Talibudeen, 1970).  SSSAのMonograph  (Rates of Soil Chemical Processes）の中で，Aharon and Sparks（1991）は，鉱物粒子表面の制限拡散を考慮した拡散係数Dを次式で表現している.
(4)ここで、D, Do :それぞれ，鉱物表面近傍とバルクの拡散係数（m² s−¹）, E a :活性化エネルギー（kJ mol−¹）, R :気体定数（J mol− 1 K− 1 )，温度: T（K）である．これに関連して，Jensen and Radke（1988）は，モンモリロナイトゲルの中で一次元の拡散実験を行い，活性化エネルギーに16.9 kJ mol−¹を報告している．このとき，拡散係数は，バルクの拡散係数に比べて約1/1000になる.  Mon et al.  (2005)は，層状ではないが，Csを吸箸させる格子状の結晶構造をもった鉱物（Cancrinite, Sodalite, Zeolite）の結晶内とAllophaneの構造内の拡散を検討するために，Csを添加した試料からの溶出の時間変化に対して，拡散方程式の解析解をあてはめ，拡散係数を評価した．その結果，鉱物粒子内部の拡散係数は， Allophaneで10−8 cm² d−1 , Cancrinite, Sodaliteで10−5 cm² d−1,  Zeoliteで1 cm² d−1のオーダーであったと報告している.他方，Comans and Hockley（1992）はイオン交換反応に反応速度式をあてはめ，吸着実験および脱着実験時の上澄みの濃度変化を再現するようにCs吸脱箸の速度定数を決めた(Table 2).その後，上記の速度式を組み込んだ移流拡散方程式とイオン交換平衡を仮定した移流拡散方程式で大気圏核実験やチェルノプイリ事故で放出された137Csの土壌中の分布を再現することを試みた（Smith and Comans, 1996).彼らは，反応速度式を組み込んだ方が計算値と現地の測定値の誤差が少ないとしているが，この点についてはさらなる検討が必要と思われる.しかし，粘土粒子周辺におけるイオンの拡散速度が小さくなっているために，Csのイオン吸脱着反応に速度論的な特徴が表れる点には留意すべきである. Csは土壌に強く吸着するため，発電所事故で放出された放射性Csの大半は，表層近傍に留まっていると考えられている．しかし，いくつかの事例で，予想外に大きな移動が観察されている．たとえば，Koarashi et al. (2012)は，事故直後から翌年にかけて福島県内の植生の異なる林地で林床における土壌採取を行い，事故後3か月で深さ6 cm程度，1年後には，深さ30 cmの位置で比較的高い濃度の放射性Csを検出し、その原因として，土粒子に吸箸した有機物が粘土鉱物への放射性Csの強い吸着を阻害したためと考察した．西村（2014）は，飯舘村の放棄林地で不撹乱土壌の採取を行い，Koarashi et
*表中の数字は，速度定数（d − 1 )の逆数al.（2012）同様の放射性Csの下方への速い移行を報告した．西村（2014）はさらに，同じ試料を土壌中の有機炭素量（TC）と放射性Cs含量の関係について整理すると，土壌の撹乱が無い（少ない）地点において，有機炭素量と放射性Cs含量の間に高い相関があったとしている(Fig. 5). また，農林水産省（2013）では，Csを強く保持する能力の指標であるRIP（radio cesium interception potential）と土壌の炭茶含量の間に負の相関を報告している．これらの研究は，土壌有機物が何らかの形で，放射性Csの移動・再分布に影響を及ぼすことを示唆している. Rigol et al.  (2002)は，植物根の吸収を念頭に，土壌有機物がCs吸着に与える影響について既往の研究を検討し,土壌中の有機物含量が増すと，土壌試料のCECが変わらない場合でも，Csを強く固定する能力の指標であるRIPが低下することを示した．また，土壌にHA（フミン酸）を添加することでCsに対する分配係数（Kd）が低下する傾向にあることを報告した. Fan et al.  (2014)は，イライト粘土とバーミキュライト粘土の懸濁液にCsを添加した後にHAを加える場合と逆の順にした場合でCsの吸着量の変化を検討し，イライトではHAの添加順序の違いによるCs吸箸量の変化が見られなかった一方で，バーミキュライトは，先にHAを加えるとCs吸箸量が大きく低下することを示した．また，EXAFSと逐次抽出,吸着モデルによる数値的な検討の結果を併せて考察し，イライトの場合，HAの粘土鉱物への吸着がCsのFESやType IIサイトへのアクセスを阻害すると，その代わりにCsが粘土鉱物の平面部において外圈表面錯体を作り，結果としてHAを先に与えても後に与えてもCs吸着量が変わらないとした(ただし，交換性である外圏表面錯体のCsは増える).他方，バーミキュライトでは，HA添加後にCsを加えた場合，外圈表面錯体形成には変化がない一方でFESやType IIへのCsの吸着が阻害されたために全体として吸箸量が減ったとし,粘土鉱物種（結晶構造の特徴）と有機物の有無の両方に留意すべきであると指摘した.一般に環境水サンプルを分析する際，0.45 μ m（もしくは0.2 μ m) メッシュのフィルターを通過したものに含まれる元素を，溶存態と定義することが多い．しかし，林床のリターと純水を混合して得た懸濁液を10000 rpmで1時間遠心分離した上澄みや0.2 μ mメッシュのメンプレンフィルターでろ過したろ液を用いて動的光散乱法(大塚竜子, ELSZ型)で粒子の分析を行うと，0.08から0.7 μ mの粒子が検出された（未発表）。ここで，フィルターの目開きよりも大きな粒子があるのは，凝集が生じたためと考えられる．遠心分離処理の回転数，時間，ローター径と粒径から粒子の密度を推定すると，1.1 g cm−3程度であった（ダンら, 2015). さらに，同じ試料に過酸化水茶水を加えて加熱処理すると，粒子状の物質は検出されなくなった．以上のことから，溶存態と定義している試料の中に小さな有機物コロイドが入っていることがわかる.有機物のカルボキシ基等にCsが吸着する場合，外圈表面錯体を形成すると考えられるが，それでも100 L kg−1程度の分配係数を持つ（Loft et al., 2002）ため，Csが水溶の形ではなく,有機物に吸着したまま移動する可能性は高い.  Zou and Zheng （2013）は，豚糞堆肥から採取した懸濁液の0.45 μ mメッシュフィルター通過面分について画分中のコロイド粒子のゼータ竜位やコロイドによる化学物質の移動促進を報告した．FESや外表面の六員環への吸着を考えると，真に溶存態（水和イオン状態）であるのか，微細なコロイドに吸着しているのかで動態が大きく異なると考えられる.林床など有機物の多い土壌で，短い期間にCsの大きな下方への移行が見られているのは，FESをはじめとした強い吸着をするサイトへのアクセスの阻害と有機物コロイドが関わる化学物質移動促進が原因と推察されるが，これらについては，今後，数値モデル等を使った定量的な検討が必要である.放射性Csの予想以上に大きな移行速度は，除染や汚染物質の保管，今後再開される営農の中で課題となる作物への移行など様々な現象・事項と関わる．時間の要素や有機物の影響など，従来の平衡を仮定した移動論では説明しきれないことが今回の放射性Cs問題では重要になる。実験室内の均質な実験系で進められてきた検討で粘土鉱物種による違いや土壌有機物の影響のメカニズム等多少なりとも手がかりが見えてきたことから，もう一度，原位置の現象を見直す必要があると考えられる。その際には，土壌中の移動現象において放射性Cs負荷のスタートとなる，2011年3月に福島第一原子力発電所の事故によって放出されたときの放射性Csの形態・性状がどのようなものであったかも念頭に検討する必要があると考えられる.謝辞本研究は，科研費（15H02467, 15KT0025）の補助を受けた．また，辰野宇大氏，D.Q. Thyuet博士，NPO法人ふくしま再生の会の協力を得た．ここに記して感謝する． Atkins, P. and de Pula, P. (2009):アトキンス物理化学(上),千原秀昭,中村亘男訳, p.519.東京化学同人. Aharoni, C. and Sparks D.L. (1991): Kinetics of soil chemical reactions — a theoretical treatment. In SSSA Special Publica- tion 27, Rates of Soil Chemical Processes, pp.1–18. 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西脇淳子「浅木直美「小松崎将一」溝口勝2登尾浩助3 Progress in field experiments of continuous application of organic matter to restore rice production at radiocesium-decontaminated paddy fields in Iitate village, and present situation of Iitate village Junko NISHIWAKI 1 , Naomi ASAGI 1 , Masakazu KOMATSUZAKI 1 , Masaru MIZOGUCHI 2 and Kosuke NOBORIO 3東京竜力福島第一原子力発竜所から北西方向30 ～ 50 km圏に位置する福島県飯舘村では，2011年3月の事故後，2011年4月に計画的避難区域に指定され，その後2012年7月に避難指示解除準備区域，居住制限区域，および帰還困難区域の3区域に再編されたが，2016年11月現在でも全村避難の状況が続いている．帰還困難区域を除く全域では，2017年3月31日の避難指示解除が政府の原子力災害対策本部によって決定され（首相官邸, 2016)，村民の一部は帰村準備をはじめている. 2015年度に復興庁より飯舘村の2970世帯へ向けて行われたアンケート結果（有効回収率45.2 %）では,「戻りたいと考えている（将来的な希望も含む）」 32.8 %,「戻らないと決めている」31.3 %,「まだ判断がつかない」24.0 %であり，1/3程度が帰村の意向を示している（復興庁・福島県・飯舘村, 2016). 村民の帰村後の懸案事項として，村内での生活における健康影響や，帰村後の生計の維持などが挙げられる.飯舘村は農業の盛んな村であり，事故以前，村民の多くは農業に従事していた．帰村後に農業を営む場合，現在行われている表土削り取りなどの除染作業によって表層土とともに土壌有機物等が除去され，農地の肥沃度が低下する懸念がある．そこで著者らは，除染後農地での作物栽培の復活を目指し，土壌への稲わらの動きこみや堆肥施用による水稲生育への影響，および水稲への放射性Csの移行を2013年より調べている．本報では，2013, 2014年の調査結果，および飯舘村の現状を紹介する.試験は福島県飯舘村佐須地区の水田区画で行った．水田は2013年にユンボによる5 cmの表土削り取りを行った．試験区は①稲わら鮑きこみ区（稲わら区)，②対照区，③堆肥施用区（堆肥区）に区分けした．①稲わら区では，除染後の水田に，前年に同水田（2013年は隣接する水田）で収穫された稲わらを390 kg/10aで働きこみ, ③堆肥区では，事故以前に農家で作られた牛ふん堆肥を除染後の水田に1000 kg/10aで施用した．対照区は削り取り除染のみを行った．土壌は砂質ローム（72 %砂，16 %シルト,および12 %粘土）で,土粒子密度,および乾燥密度はそれぞれ2.67，1.24 Mg m−3であった．コアサンプルによる飽和透水係数の測定結果は4.04 × 10−2 ～ 4.04 × 10−5 cm s−1の範囲であった（Nishiwaki et al., 2016).全試験区で，基肥（N : P₂O 5 : K₂O : MgO = 12 : 18 : 16 : 4) を40 kg/10a,  KClを20kg/10aで施用した. 栽培品種はひとめぼれで，栽植密度は30 × 18 cm，1株5本植えとした．移植は2013年6月9日，および2014年6月1日に行った．また，収穫は2013年10月6日，および2014年10月5日に行った.水稲の生育調査として，イネ丈，分げつ数，SPAD値(SPAD 502 Plus meter; Konica Minolta, Inc.)を月に２回の頻度で計測した．2013年は各区15株，2014年は各区30株の測定を行った．また，収量調査では各区において2013年は15株，2014年は30株の水稲をサンプルとして収穫し，各区の水稲サンプルに対し，穂数，籾数，籾千粒重，登熟歩合，玄米収量等の調査を行った．登熟歩合の測定に使用した食塩水の比重は1.06であった．さらに，Ge半導体検出器（GC4020, Canberra Industries Inc.,エネルギー分解能は1.33 MeVで2.0 keV以下）を用いて，土壌および水稲の放射性セシウム濃度測定を行い，水稲への移行係数を求めた.処理と移植後日数およびそれらの交互作用の有意差検定はSASの混合モデル（proc mixed）の残差最尤法を用いて行った．移植後日数は各experimental unit（処理×反復）をsubjectとするrepeated-measureとし，共分散の構造には非等間隔での測定に適したANTE（1）を指定した．仮説検定の誤差はType 3とし，分散比の誤差の自由度はKenward-Rogerによる方法で推定した（Kenward and Roger, 1997). また多重比較の際にはBonferroni法でp値を補正した.  SASのコードをAppendix 1に示す. Fig. 1 a) ～ f) にそれぞれ，2013年および2014年のSPAD値，イネ丈，分げつ数の結果を示す．SPAD値は， 2013年に対照区で低い傾向が見られたが，2014年は区画ごとの時間経過にともなう系統的な差は見られなかった（Fig. 1 a）, b)). Table 1に仮説検定の結果を示す. 2013年は処理方法と移植後日数の交互作用に有意差は
認められず，処理方法には10 %水準，移植後日数には0.1 %水準で有意差があった．多重比較検定より，処理方法に関しては，対照区と稲わら区でのみ10 %水準で有意差が認められた.  2014年は，移植後日数にのみ有意差が認められた．2013年の幼穂形成期のSPAD値は稲わら区，対照区，堆肥区でそれぞれ42 ± 2.1，44 ± 2.5, 43 ± 2.0,  2014年はそれぞれ39 ± 3.2,  35 ± 3.3,  35 ± 4.3であった.イネ丈は2013年に対照区で若干低い傾向，2014年は堆肥区>対照区>稲わら区の順で丈が短くなる傾向が確認された（Fig. c）, d)). 仮説検定の結果, 2013年は移植後日数にのみ0.1 %水準で有意差が認められた. 2014年は交互作用に有意差は認められず，処理方法には１％水準，移植後日数には0.1 ％水準で有意差が認められた（Table 1）。多重比較検定より，すべての処理区間で有意差が確認された. 2013年の幼穂形成期のイネ丈は稲わら区，対照区，堆肥区でそれぞれ69 ± 7.8,  72 ± 4.5,  70 ± 2.6 cm,  2014年はそれぞれ54 ± 3.6,  60 ± 3.4,  63 ± 2.6 cmであった.分げつ数は，2013年に対照区で低い傾向が見られたが， 2014年は堆肥区>対照区>稲わら区で少なくなるという結果であった．しかし，稲わら区での分げつ数が少ないということはなく，堆肥区や対照区での分げつ数が一般的な値より過剰であった．仮説検定の結果，2013年は交互作用，処理方法，および移植後日数に有意差は認められなかった．2014年は交互作用に有意差はなく，処理方法および移植後日数にはともに0.1 %水準で有意差が確認された(Table 1).多重比較検定より，対照区と稲わら区，堆肥区と稲わら区で，ともに0.1 %水準で有意差が認められた．2013年の幼穂形成期の茎数は分げつ数より換算し，稲わら区，対照区，堆肥区でそれぞれ1 m²当たり334 ± 102,  321 ± 102,  368 ± 65本, 2014年はそれぞれ311 ± 91,  541 ± 151,  684 ± 158本であった. Table 2に，2013，2014年の収量構成要素と玄米収量を示す.  2013年の玄米収量は削り取りのみの対照区で低く，有機資源を投入した稲わら区，堆肥区で高かった(Nishiwaki et al., 2016).  2014年には対照区での収量は低くなかったが，2014年の対照区，および堆肥区では平年を大幅に上回る高収量であった．佐須地域における農薬共済の引き受け収量は420ｇｍ-²，通常は450ｇｍ-²であり（菅野宗夫私信，2016；未掲載），2013年の対照区で低い値であったが，堆肥や稲わらを投入することで収量は維持される可能性が示唆された．また，2014年の対照区および堆肥区での値は明らかに大きい結果であった. Fig. 2に，玄米および积の放射性Cs濃度（134Csおよび137 Cs）を示す.  2013,  2014年ともに，すべての区画において粉に関しては134Cs濃度が137Cs濃度に比して低い値であり，玄米中の134 Csは検出されなかった．ま
た，积から玄米にすることで，137Cs濃度が低下することが確認された．2013年の対照区では，玄米中の137Cs濃度は検出されなかった．区画による玄米中放射性Cs濃度に系統的な差異は確認されず，2013，2014年ともに流通基準である100 Bq kg−¹を大幅に下回る値であった. Fig. 3に，土壌から玄米および积への放射性Csの移行係数を示す．区画による玄米中放射性Cs濃度に矛統的な差異は確認されなかった．また，土壌から玄米への134Cs,  137Csの移行係数は0.01より小さいことが確認された.福島県浜通り北部における「ひとめぼれ」の生育診断指標として，久力ら（1994）は下記の目標値を設定している．幼穂形成期（経過日数49日）にSPAD値は37,イネ丈は59 cm, 茎数は1 m²辺り760本である. また,幼穂形成期のSPAD値が40,イネ丈が65 cm，茎数が1 m²あたり840本をそれぞれ超えるとき，倒伏の危険があり，追肥を控えなければならないとしている（久力ら, 1994). 本試験結果より，2013年のSPAD値とイネ丈が若干高かったが，2014年は指標を超えることはなかった．本試験における肥料分の投与量は適切であったと考えられる.本区域における農業共済の引受収量は420 g m−²,通常の収量は440 ～ 450 g m−²である（菅野宗夫私信, 2016;未掲載).  2013年の対照区の収量は低かったが、稲わらや堆肥と言った有機資源投入により収量は高くなった.本区域では通常堆肥を施用した水稲栽培を行っていたため，削り取りによる収量の低下は確認されなかったと考えられる．稲わら区および堆肥区の有機資源を投入した区では，灌水後の土壌中アンモニウム態窒素濃度の増加が確認されており，生育初期の窒素供給によって，収量の増加につながったと考えられる（Nishiwaki et al., 2016).現行の幼穂形成期における栄養診断基準の適正範囲である稲体窒素濃度1.5 ～ 1.8 %であれば，玄米タンパク質含有率が6.8 %以下の生産が可能で食味には問題がないと考えられ、稲体室素濃度に対応するSPAD値は幼穂形成期において37以下が基準とされる（葉上ら, 2007).本実験でのSPAD値は若干高い結果もあったが，過剰な室素投入はなかったと考えられる.また，2014年の対照区，および堆肥区での高収量に関しては，移植時の株数がばらついたことが一要因と考えられる。 2014年はアウトリーチの一環として，一般の人々が被災地の現状を把握するために，現場に来て田植え体験をする活動を開始した年である．堆肥区，対照区，稲わら区の順で田植えを行ったため，慣れるまでは株数のばらつきが多く，これは分げつ数の結果にも反映された．また，実際に堆肥区と対照区での移植株数は大きく異なることが写真からも読み取れる（Photo 1). また，本試験田では6月に田植えを行ったことにより，栄養成長期の競合の影響よりも，植え付け本数の差が顕著に収量と結びついたことが考えられる.しかし，堆肥区，および対照区で穂数と粒数の双方が大きいという結果は，移植本数からは説明できない．原因として，育苗時の多収米の混在，堆肥の完熟，施肥量の区画差異などが考えられる．育苗は現地の農家にお願いしたが，多収米は栽培していないので多収米の混入は考えられないとのことであった．また，完熟堆肥に関しては，対照区での高収量は説明できない．イネ丈の結果が堆肥区>対照区>稲わら区であったことから，施肥量の区画差異はあったかもしれないが，本結果を十分に説明するには至らなかった. 134Csが137Csよりも低い値であったことは，半減期( 134 Cs : 2年; 137 Cs : 30年)に起因する．また，籾から玄米にすることで放射性Cs濃度が低下した．これは,既往の研究からも明らかである（e.g. Okuda et al., 2012; Komamura et al., 2005). また，2013年，2014年ともに流通基準値（100 Bq kg-¹）を大幅に下回り，移行係数が小さかったことは，適切なカリウムの投入が行われたこと，さらに，本試験田における土壌によるCs吸着力が強かったことを意味する．適切なカリウム施用によって，さまざまな水田土壌において水稲のCs吸収が抑制されることが報告されている（Kato et al., 2015). また，本試験田の土壌中にはバーミキュライトが存在することが確認されている（竹迫紘私信, 2016 ;未掲載）.  Cremers et al.  (1988)によって提案された, K+に対する137Cs+の高吸着性を示す指標である放射性Cs捕捉ポテンシャル（Radiocaesium interception potential, RIP）に関して,土壌のRIPとバーミキュライト含有量に高い相関があること（Delvaux et al., 2000)，バーミキュライトのRIPが他の粘土鉱物よりも高いこと（Nakao et al., 2008）が示されている.削り取りを実施した2013年に対照区で収量が低くなったが，堆肥区の結果からわかるように堆肥投入を行うことで平年より若干低い傾向にとどまった．また，稲わらの投入で収量が向上した．本試験田の土壌は深くまで肥沃な土壌であったため，表層５cmの削り取りは収量に影響しなかったと考えられた．また，2013年，2014年ともに収穫米の放射性Cs濃度は国の流通基準値（100 Bq kg-¹）を大幅に下回った．したがって，適切なカリウム施肥，有機物投与を行うことで，削り取り除染を行なった本試験田での水稲栽培が可能であることが示された.飯舘村では2017年3月末に避難指示が解除され，希望者は帰村する計画である。しかし，水稲栽培の再開を目指す農家はほとんどいない．これは，水稲中の放射性Cs濃度が低く，通常の測定装置では検出限界値以下になるとしても，放射性Csでいったん汚染された地域で栽培された水稲は売れないだろうという農家の意向によるものである．将来的な風評被害の払しょくのためにも，また，水稲栽培再開のためにも，継続的なデータ収集が必要と考えられる.飯舘村では,帰還困難区域である長泥地区を除き, 2017年3月末に避難指示が解除され，希望者は帰村する計画である.  2016年10月1日時点の避難者数は6,164名(飯舘村, 2016)であり，先述したように，2015年度の意向調査結果では1/3程度が帰村の意向を示している（復興庁・福島県・飯舘村，2016).しかし，村内にはいまだ大量の除染により発生した汚染土が山積みになっており(Photo 2)，帰村を決めた村民も不安や葛藤を持ち続けているのが現状である. 2016年10月に東京で開催された認定NPO法人ふくしま再生の会の報告会（認定NPO法人ふくしま再生の会, 2016;以下ふくしま再生の会）には，地元農家の方々が10数名参加し，これまでの5年，そしてこれからの5年に関してさまざまな思いを語った（Photo 3）. 村に戻って農業をする，子供や孫たちはすぐには戻れないからまずは自分が戻って農地や村を守っていく，不安もあるし葛藤もあるが帰村を決意した，自分で食品の放射性Cs濃度を測定したがこの程度の値であれば帰村して生活したい，などの前向きな意見とともに，長泥地区へは戻れない，将来的に地区がなくなるかもしれない，今は戻ろうなどとは考えられないという意見も出た．そのような中，さまざまな立場や状況をお互いに認め合っていくことが大事だと村民の方によって締めくくられた.また，ふくしま再生の会では，帰村する方々に，協働での支援を行うと表明した.このような中，村外の人間は帰村する農家の方々の支授とともに，原発事故でもたらされた被災地における数々の問題に関する記憶を風化させないための将来的な取組みを継続する必要がある。地元農家の方々は,「福島を忘れないでほしい」「福島が置き去りにされている気がする」ということをたびたび口にされる．時間の経過とともに，福島以外の地域では東日本大震災の記憶が薄れて行っている．現場ではふくしま再生の会を中心に，現地見学会や田植え・稲刈り体験などが開催されている.また，ネット通信やweb，紙面を通した各種情報発信も行われている．著者らは，科学者の立場から現地見学会や田植え・稲刈り体験等の支援を行い，正確な情報発信に努めている（Photo 4）、今後もこのような活動を継続していく必要がある.これまでの結果より，水稲への放射性Csの移行は小さいことが確認されている．また，表土削り取りを行ってすぐの水田では地力の低下が懸念されたが，稲わらや堆肥の施用により，収量の回復が見込まれることが示唆された．今後帰村される村民の方々，現在は帰村を考えられないが今後考えたいと思っている方々，さらに，流通面で村民を支える村外の方にとっても，現場条件や気象条件による放射性Csの食品への移行について，継続的な調査研究が望まれる．今後は，土壌中に存在する粘土鉱物の種類と含量の測定とともに，土壌ごとの保水性や透水性の違いによる水分条件の違いや現場の気温変化に着目して研究をすすめたい．放射性Csを含む有機物はその分解とともに土中に放射性Csを移動可能な形態(微細粒子,イオン状などの形態は不明)として放出することが予測されるため，有機物分解量や分解速度と，放射性Csの動態との関係に関して調査を継続したい.本研究はJSPS科研費JP26511004の助成を受けた.また，認定NPO法人ふくしま再生の会の皆様，飯舘村農業委員会の皆様，飯舘村農業委員会委員長の菅野宗夫氏に多大なるご支援を頂いた．また，統計解析に関しては（国研）農業・食品産業技術総合研究機構の常田岳志氏にご協力をいただいた．茨城大学農学部地域環境工学科農地環境工学研究室の学生諸氏には調査等の手伝いを頂いた。ここに記して謝意を表します. Cremers, A., Elsen, A., Depreter, P. and Maes, A. (1988): Quantitative-analysis of radiocesium retention in soils. Nature, 335: 247–249. Delvaux, B., Kruyts, N. and Cremers, A. (2000): Rhizospheric mobilization of radiocesium in soils, Environ. Sci. Technol., 34: 1489–1493.復興庁・福島県・飯館村(2016):飯館村住民意向調査報告書. http://www.reconstruction.go.jp/topics/main-cat1/sub-cat1- 4/ikoucyousa/27ikouchousakekka_iitate.pdf (2016.9.20参照)葉上恒寿,及川あや,高橋政夫,多田勝郎(2007):立米タンパク貿含有率を考慮した「ひとめぼれ」の栄養診断指標.東北農業研究, 60: 13–14.久力幸,齋藤弘文,鈴木品子(1994):福島県浜通り北部における「ひとめぼれ」の栽培法第２報生育診断指標について.東北農業研究, 47: 17-18.飯館村(2016) :平成28年10月1日現在の村民の避難状況について. http://www.vill.iitate.fukushima.jp/saigai/wp-content/ uploads/2016/09/467a0e47e5f0dbda61d2e90acb625976.pdf (2016.11.4参照) Kato, N., Kihou, N., Fujimura, S., Ikeba, M., Miyazaki, N., Saito, Y., Eguchi, T. and Itoh, S. (2015):  Potassium fertilizer and other materials as countermeasures to reduce radiocesium lev- els in rice: Results of urgent experiments in 2011 responding to the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant accident. Soil Sci. Plant Nutr., 61: 179–190. Kenward, M.G. and Roger, J.H. (1997): Small sample inference for fixed effects from restricted maximum likelihood. Biomet- rics, 53: 983–997. Komamura, M., Tsumura, A., Yamaguchi, N., Kihou, N. and Ko- daira, K. (2005): Monitoring 90Sr and 137 Cs in rice, wheat, and soil in Japan from 1959 to 2000. Misc. Publ. Natl. Inst. Agro-Environ. Sci., 28: 1–56. Nakao, A., Thiry, Y., Funakawa, S. and Kosaki, T. (2008): Charac- terization of the frayed edge site of micaceous minerals in soil clays influenced by different pedogenetic conditions in Japan and Northern Thailand. Soil Sci. Plant Nutr., 54: 479–489.認定NPO法人ふくしま再生の会(2016):第13回活動報告会「これから５年飯館村村民の思い」 . http://www.fukushima- saisei.jp/info/20161014/1728/ (2016.11.4参照) Nishiwaki, J., Asagi, N., Komatsuzaki, M., Mizoguchi, M. and Noborio, K. (2016): Effect of added organic matter on soil fertility after stripping off Cs-contaminated top soil at Iitate village in Fukushima Prefecture. Paddy and Water Environ- ment, doi: 10.1007/s10333-016-0524-4. Okuda, M., Joyo, M., Tokuoka, M., Hashiguchi, T., Goto- Yamamoto, N., Yamaoka, H. and Shimoi, H. (2012): The transfer of stable 133 Cs from rice to Japanese sake. J. Biosci. Bioeng., 114: 600–605.音相官邸(2016):飯部村における避難指示区域の解除について. http://www.kantei.go.jp/saigai/pdf/h28_0617honbu_kettei.pdf (2016.9.16参照) PROC MIXED METHOD=REML ; CLASS dat trt rep ; /* datは移植後日数、trtは処理方法、repは反復MODEL data= dat trt dat*trt /HTYPE=3     DDFM=KENWARDROGER ; REPEATED dat / SUBJECT=rep*trt TYPE=ANTE(1) ;表土削り取り等の除染作業による農地の肥沃度低下が懸念される．そこで，除染後農地への稲わら，および堆肥施用による水稲生育への影響と放射性Csの移行を調べている．削り取りを実施した2013年に対照区で収量が低かったが，堆肥や稲わらの投入で収量は高くなった．2014年は堆肥区で平年を大幅に上回る高収量であった．一般の方の田植え体験を開始した年であり，個々の移植数が異なったことが一要因と考えられた．また，2013，2014年ともに収穫米の放射性Cs濃度は国の流通基準値を大幅に下回った．適切なカリウムと有機物投与により，本サイトでの水稲栽培は可能と考えられる．飯舘村では帰還困難区域を除き，2017年3月末に避難指示が解除される．将来的な風評被害の払しょくのため，継続的なデータ収集が必要である.キーワード：表土削り取り，有機物施用，セシウム，水稲生育，飯舘村デカゴン社(Decagon Devices Inc.)とUMS社(UMS AG)は2017年1月に合併デカゴン社とUMS社の社名を[Meter Group, Inc.]に変更いたしました。 METERデュアルヘッドインフィルトロメーターは全自動で現場飽和透水係数(K fs )を測定する装置です。 ■技術仕様
1チャンネルで以下の項目を同時測定します。日射量、気温、相対湿度、蒸気圧、大気圧、風速、風向、瞬間風速、センサーの傾き、落雷数、雷からの距離VP-4温度・相対湿度・気圧センサVP-4は温度、相対湿度,気圧を測定する小型のセンサーです。湿度の変化に素早く反応し温度を正確に測定します。SDI-12による制御も可能です。 ■技術仕様
UMS社のT8テンシオメータがEm50に接続できるようになりました。 T8は外部補水機能が付いているので画場から抜かないでカップへの補水が可能です。 ■技術仕様
アイネクス株式会社(日本総代理店) 〒144-0035　東京都大田区南蒲田2-16-1 NOFテクノポートカマタセンタービルTEL：03-5713-0388 Web site : www.ai-nex.co.jp
小林政広「 Distribution and dynamics of FDNPP-derived radiocesium in forests in Japan Masahiro KOBAYASHI 1 2011年３月の東北地方太平洋沖地震，それによる巨大な津波，そして東京竜力福島第一原子力発電所事故（福島原発事故）の発生から5年以上の歳月が経過した．この事故により大気中に放出された放射性核種のうち，半減期が2年のセシウム134 (Cs-134)および半減期が30年のセシウム137（Cs-137）は，東北地方および関東地方の広大な陸地を汚染し，現在もその影響が続いている．福島原発事故由来のCs-134とCs-137による100万Bq m-²以上の放射能汚染地域の総面積は2011年11月の時点で646 km²であり，その66 %に相当する428 km²が森林である（Hashimoto et al., 2012). 深刻な汚染を受けた福島県は，県土の７割，全国第４位の森林面積を有し，もともと林業，木材産業が盛んであるが，県内の多くの地域で状況は一変した．県内の林業産出額は， 2005年から2010年の平均に対して2012年にはその6割に減少した（農林水産省, 2016). 森林は林業生産の場であるとともに，農業用水や水道水の水源でもあり，下流に暮らす人々の生活を支えている．福島原発事故の直後，各地の浄水場において放射性物質（放射性ヨウ素(I)）が検出されたことのショックは人々の記憶に刻み込まれている．また，私たちが主食としているコメは，水田で生産される.このような背景から，福島原発事故由来の放射性Csの森林内での動態，森林外への流出の実態を明らかにし，対策に役立てることが求められている.森林を含む環境中の放射性Cs動態に関しては，1950 ～ 60年代に数多く行われた大気圏内核実験や1986年のチェルノプイリ原子力発電所事故に由来する放射性Csを対象として，多くの調査研究の知見が蓄積されている．森林生態系では流入した放射性Csは系内，特に土壌の表層部に保持される傾向にあり，流出する割合は少ないと考えられている（IAEA, 2006）。その主な理由として， Csが一部の2：1型層状ケイ酸塩鉱物の層間に強固に保持される特有の性質を有することがあげられる（塚田ら， 2011;山口ら, 2012). このことを念頭に置きつつ，福島原発事故由来の放射性Csの動態に関する各種の調査研究が，事故直後から多数の機関によって実施されてきた.本稿では，森林における福島原発事故由来の放射性Csの動態および分布の現状について，これまでに明らかにされてきた事故直後から現在までの過程と関連付けて解説したい.福島原発事故により大気中に放出された放射性Csは,いくつかのプルームとなり周辺の森林域に到達した．国内には様々な目的で森林における降水のモニタリングが行われている場所があり，複数の箇所で福島原発事故直後の森林への放射性Cs流入の実態が捉えられている.関東平野周辺部の12ヶ所15林分において実施されていた林外雨と林内雨のモニタリング試料の放射性Cs濃度を測定した事例では，事故直後の１ヶ月間は放射性Cs濃度が林外雨>林内雨，事故から1 ～ 2ヶ月の間は林外雨≈林内雨，２～３ヶ月の間は林外雨＜林内雨となったことが報告されており，樹冠が放射性Csを捕捉し，徐々にリリースする過程が明らかにされた（Itoh et al., 2015) (Fig. 1). 上記15林分のひとつである茨城県石岡市のヒノキ林においては，事故後9ヶ月間の積算の放射性Cs流入量が林内雨では林外雨の約1.5倍に達し，森林への放射性Csの流入に乾性沈着も寄与していることが示された（Itoh et al., 2015）。同じく上記15林分の一つである茨城県城里町のスギ林では，林内雨に含まれる放射性Cs濃度が溶存態と懸濁態に分けて測定された．事故直後では溶存態の寄与がほぼ10割であったこと，夏季に溶存態と懸濁態の合計の濃度が上昇し，そのほとんどが懸濁態の寄与によるものであることが示されている（小林, 2014).栃木県佐野市のスギ林及びヒノキ林においては，事故直後からの林外雨，林内雨，樹幹流に含まれる放射性Csおよび放射性Iの濃度が測定され，これら核種の樹冠での捕捉，林床への流入の実態が明らかにされている(Kato et al., 2012). この調査地では，事故から5ヶ月の時点における放射性Csの樹冠での捕捉，林内雨による林床への積算流入量，樹幹流による林床へ積算流入量の比率は，スギ林でそれぞれ65.0，34.0，0.4 %，ヒノキ林で62.3, 36.2, 1.5 %であった．放射性Iについてはこの比率は，スギ林で50.9, 47.3, 1.8 %,ヒノキ林で25.1, 66.4, 8.5 %となり，放射性Csが放射性Iより樹幹に留まりやすいことが示されている.森林の樹冠における放射性Csの捕捉とリリースの機構については，多くが不明である．放射性Csが樹体表面から樹体内へ吸収されたことが示されているが(Nishikiori et al., 2015), このことが流入量の半分を超える樹冠での捕捉にどれだけ関与しているかは不明である。樹体表面における何らかの形態での付着，ないしは吸着の関与も含めて明らかにする必要がある.樹冠に捕捉された放射性Csは，林内雨および樹幹流に加えて，リターフォールの形態でも林床に移動する.前述した栃木県佐野市のヒノキ林では，林内雨，樹幹流に加えてリターフォールのモニタリングも実施されており，福島原発事故から７ヶ月の時点では，流入した放射性Csの32 %が樹冠に捕捉された状態にあり，リターフォールで31 %，林内雨で36 %，樹幹流で1 %が林床に移動したことが報告されている（Teramage et al., 2014).加えて同報告では，事故からの時間の経過とともに，林床への移動におけるリターフォールの寄与が大きくなることも示されている.筆者が調査地としている福島県郡山市のスギヒノキ林およびアカマツが混交する落葉広葉樹林では，2012年から林内雨およびリターフォールによる放射性Csの移動のモニタリングを行っている．落葉中の放射性Cs濃度は2012年の時点ではヒノキ，アカマツ，スギ，広葉樹の順に高く，2014年までにアカマツでは急激に低下した(蛭田ら, 2016).  2012年から2014年における年間の放射性Cs移動量における林内雨とリターフォールの寄与はスギヒノキ林，落葉広葉樹林ともリターフォールで大きく，リターフォールの寄与率はスギヒノキ林では年々増加し，落葉広葉樹林では年々減少する傾向が認められた（小林ら, 2016） (Fig. 2). 2.3水移動にともなう土壌中の放射性Csの移動林内雨として林床に達した水はリター層を通過して土壤水となり，やがて渓流水として流出する．リター層および鉱質土壌層を移動する水に放射性Csがどのような濃度で存在しているかを知ることは，森林生態系内における循環の経路としての樹木の根による吸収について考える上で重要である.前述した茨城県城里町のスギ林では，福島原発事故の前後を通じてリター層通過水，深度30 cmの土壌水も定期的にサンプリングされており，これらに含まれる放射性Csの濃度測定が行われている（小林, 2014). 事故直後，最初に採取したリター層通過水中の放射性Cs濃度は，林内雨の約60 Bq L-1に対して約10 Bq L-1と頭著に低く，リター層が放射性Csを捕捉することが示された．リター層通過水の放射性Cs濃度はその後緩やかに低下したが，夏季に上昇することがあり，それは主に懸濁態の増加によるものであった．深度30 cmの土壌水については，事故後最初に採取した試料からも放射性Csは検出されず（検出下限はCs-137，Cs-134のそれぞれで1 Bq L-1)，その後，６月までの試料の測定を行ったが，全ての試料で不検出であった．茨城県北茨城市の落葉広葉樹林では，吸引をかけずに重力により下端から流出する水を採水するテンションフリーライシメータを用いて福島原発事故直後の2011年3月から深度5 cmおよび10 cmの土壌水を，2012年3月からリター層水を採取して溶存態の放射性Cs移動量が測定されている（Nakanishi et al., 2014). その結果,気温の上昇する夏季に放射性Cs移動量が増加すること,リター層通過水および土壌水中の放射性Cs濃度は溶存有機炭素濃度と正の関係にあることが明らかにされている。なお、リター層通過水中の放射性Cs濃度に対して、土壌水中の濃度は深度5 cmでもその1/10のレベルの50 mBq L-1以下まで低下し，試料水を濃縮しなければ放射性Csの測定が行えない低濃度であることは重要な点である．この急激な濃度低下は，放射性Csが土壌中を移動する過程で粘土鉱物に捕捉されることが主な理由と考えられる.前述した福島県郡山市のスギヒノキ林および落葉広葉樹林でも，テンションフリーライシメータを用いてリター層通過水および深度10 cmおよび30 cmの土壌水を採取し，放射性Cs濃度を測定している．土壌水中の放射性Csは低濃度であるため，複数回の試料を足し合わせて5 ～ 10 Lにし，Csを選択的に吸着する固相抽出ディスク（3M,エムポアラドディスクCs）を用いて放射性Csを濃縮してから測定している.  Fig. 3に，スギヒノキ人工林で採取した林内雨，リター層通過水，土壌水中のCs-137濃度の平均値を林内雨の濃度に対する相対値として示す. 深度10 cmの土壌水では放射性Cs濃度は10−2 Bq L−1のオーダーであった．これは，同林分のリター層通過水（深度0 cm）の濃度の約1/10に相当した．深度30 cmでは，10 − 3 Bq L− 1のオーダーであり，この林分を含む小流域から流出する渓流水と同レベルであった.ここで取り上げた茨城県北茨城市の事例，福島県郡山市の事例の双方において，深度の増加により土壌水中の放射性Cs濃度が著しく低下した．林木や林床植生による根を通じた放射性Csの吸収を評価する際には，吸水深度をどのように定めるかが重要になる.ここまで述べてきた森林内での放射性Csの移動の結果として，森林内における放射性Csの分布は年々変化し，大部分は土壌に集積することになる．福島県川内村，大玉村，只見町において，2011年から毎年１回，森林の地上部（葉，枝，樹皮，材）および地下部（リター層，鉱質土壌層）における放射性Csの濃度および存在量の調査が行われている（林野庁, 2016).  2011年の8 ～ 9月の時点では，放射性Csは森林の地上部およびリター層に多く存在していたが，翌年以降，地上部に存在する割合が減少し，鉱質土壌層に存在する割合が増加した(Fig. 4, Fig. 5).これは，リターフォール，葉や枝からの溶脱，リター層における分解により，放射性Csが地表，地中へと移動した結果と言える．鉱質土壌中では，2015年においても放射性Csは0 ～ 5 cmに大部分が存在しており，より深部への移行は限定的であった．ただし，鉱質土壌の最表層部に留まっている放射性Csが，全て粘土鉱物に捕捉されたかについては検証できておらず，細片化して鉱質土壌層に移った有機物がまだ残っている可能性もある.樹体の放射性Csについては，2011年8 ～ 9月の時点でスギ,アカマツ,コナラの心材および辺材にCs-134およびCs-137が存在しており，このことは福島原発事故由来の放射性Csが泰早く樹体に取り込まれたことを示している（Kuroda et al., 2013). 樹木に取り込まれた放射性Csが根を通じた経根吸収によるものか，葉面などを通じた経皮吸収によるものかを知ることは，今後，樹木の材等の放射性Cs濃度がどのように変化するかを考える上で重要である．このことに関して，スギの葉の内部のCs-137/Cs-133比が雨水に近く，土壌からの抽出液より顕著に高かったことから，スギの樹体中の放射性Csは主に雨水中のものが経皮吸収で取り込まれて樹体内を転流したものであることが示されている（Nishikiori et al., 2015). 放射性Csの地上部から地下部への移行が進んだ現在，経皮吸収の影響は無視できると考えられる.しかし，経根吸収が顕著な場合には，樹体中の放射性Cs濃度が低下しない，あるいは上昇する可能性を考えなけれぼならない.樹木の材中の放射性Csは，他の部分と比べて著しく低濃度であり，かなりの高汚染地域であってもスギやヒノキなどを建材として用いる上で問題になるようなレベルにはならないと考えられる．しかし，樹皮の放射性Cs濃度が比較的高く，その低下が緩慢であるため，製材時に発生する樹皮の処理を難しくしていることは木材利用上の問題の一つになっている．また，福島県が日本ーの生産量を誇っていたシイタケの原木については，規制値が設けられており，その値は食品の半分である50 Bq kg-¹が採用されている．原木として用いられるコナラの材中の放射性Cs濃度が今後どのように推移するかを調べ続けることに加えて，原木からシイタケへの移行を防ぐ容易な方法を開発することは重要な課題となっている.森林内の空間線量率は，放射性Csの分布の変化や時間の経過による壊変により，徐々に低下している（林野庁, 2016). 森林の樹冠, リター層, 鉱質土壌層の放射性Cs存在量から地上１ｍの点に到達するガンマ線を計算する簡易なモデルにより，この低下傾向の再現を試みたところ，概ね良好な一致を示した（今村ら, 2017）。このモデルを用いて，リター層を除去することによる除染の効果を推定したところ，鉱質土壌への放射性Csの集積が進んだ場所では，空間線量率の低下は除染を2014年に行った場合には2011年に行った場合の半分程度になると見積もられた.森林から流出する水は，下流において飲料水や農業用水として利用されるため，放射性物質がどの程度含まれるか，その実態を知ることは事故直後から重要な課題であった．そのため，多くの研究機関が森林から流出する水に含まれる放射性Cs濃度の観測を実施してきた.福島県飯舘村，伊達市，二本松市，会津若松市，郡山市，広野町の森林において，2012年に毎日１回渓流水を採水して放射性Cs濃度を測定した事例では，ほとんどの試料で放射性Csは不検出（検出下限1 Bq L-1）であり，放射性Csが検出された試料はいずれも降雨のあった日に採水されたもので，懸濁物質を含んでいることが報告されている（森林総合研究所, 2012a, b, c). 放射性Csが検出された試料を濾過して再度測定したところ，放射性Csは検出されず，放射性Csは，主に懸濁物質に由来することが示された.前述した福島県郡山市のスギヒノキ林を含む小流域では，渓流水の流量と濁度の連続観測とともに，自動採取装置を用いた降雨イベント時の渓流水の採取が行われ,森林からの放射性Csの流出について詳細に調べられた(篠宮ら, 2013). 濁度と放射性Cs濃度の間には明瞭な正の関係が認められ，流出する放射性Csは主に懸濁物に由来し，流出の大部分は増水時に生じることが明らかにされた．この小流域における年間の放射性Cs流出量は，現地のCs沈箸量の約0.3 %と見積もられ，森林からの流出は限定的であることが確認された.福島県伊達市の森林流域において，放射性Csの樹冠から林床への移動とともに流域からの流出が調べられた事例では，単位面積当たりの樹冠から林床への放射性Cs移動量は流域からの流出より1オーダー大きく，流域内には流出する放射性Csのソースが十分にあること，またそれにもかかわらず，放射性Csの流出量は流域に沈着した量と比べて3オーダー低いことが示された（Ohte et al., 2015). このことから，対象とした森林流域では,放射性Csの流出は物理的な泰変で消失する量より明らかに小さいことが強調されている.福島県川俣町の3つの森林流域において，2012年8月から2013年9月の期間の流域からの放射性Cs流出が調べられた事例では，溶存態，懸濁態に加えて粗大有機物の寄与が評価された（Iwagami et al., 2017). その結果，３流域を共通して，放射性Cs流出における懸濁態の寄与は95 %以上，一方，粗大有機物の寄与は0.1 %以下であることが明らかにされた．降雨イベント時には，流水が葉のような粗大有機物を輸送する状況が目につくことがあるが，放射性Csの総流出量における寄与はわずかであることは意外と感じられるかもしれない.これらの事例から，森林流域からの放射性Csの流出の総量は，懸濁態の測定のみでも概ね把握できることが示唆される．ただし，下流に及ぼす影響を考える場合には，懸濁物の組成にも留意する必要がある．懸濁物が鉱物主体の場合は放射性Csが強く保持されており，生物が吸収可能な溶存態には変化しにくいと考えられるが、有機物主体の場合は分解して溶存態の放射性Csが放出される可能性がある。懸濁物の組成を明らかにし，溶存態Cs放出のポテンシャルを評価することが必要である.原発事故から5年以上が経過した現在，森林内において放射性Csは土壌の最表層に集積しており，土層深部への移動，流出は限定的であることが各種の調査から明らかにされた．このことは放射性Csが今後も森林内に留まり続けることを意味する.一部地域では住民の帰還も行われているが，生薬としての林業が再開できていない場合が少なくない．現状で汚染がそれほど深刻ではない地域でも，森林組合の機能が回復していないことなど，多くの問題がある．森林資源の利用に関しては，前述したとおり，福島県およびその周辺の落葉広葉樹林は，シイタケ栽培に用いる原木の重要な生産地であったが，広葉樹を利用できない状況が続いている．針葉樹についても，伐出は可能であるが放射性Csが比較的高濃度で残留する樹皮の処理の問題から利用に制限が生じている場合がある.針葉樹，広葉樹ともに材中の放射性Cs濃度が今後どのように推移するかを知ることが重要であるが，樹木の場合，事故時に葉面や樹皮を通じて吸収された放射性Csが樹体内で転流，再配分されており，新たに根から吸収される分と区別できないため実測データに基づくプロセスを積み上げたモデルの構築が容易ではない．今後，根からの吸収に関わる諸現象の実態解明をさらに進め，これに基づいて将来予測および対策技術の開発を進める必要がある.本解説をまとめるにあたり，多くの方からご助言をいただいた．放射性Csの分析では，森林総合研究所の赤間亮夫氏，池田重人氏にご協力いただいた.なお，データの一部は，農林水産省農林水産技術会議委託プロジェクト「森林内の放射性物質に由来する影響を低減させる技術の開発」,「農地等の放射性物質の除去・低減技術の開発—農地土壌における放射性Cs動態予測技術および拡散防止技術の開発―」，科学研究費助成金課題15H04522「安定セシウム循環の組み込みによる森林生態系内の放射性セシウム移行予測の高度化」によって取得した.ここに記して謝意を表す. 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徳本家康（シンポジウム事務局） Discussion at the 58th symposium on sharing information of current situation of radioactive contaminant in Fukushima Ieyasu TOKUMOTO本稿では，4名の講師による講演（Photo l）の後に行われた総合討論（座長：溝口勝氏）の模様を，今後の学会活動の資料として掲載する．なお，討論の概略の記録を目的としたため，事務局の判断により，発言内容の一部を省略または要約させて頂いたことをご了承願いたい.総合討論を始める．個別質問から総合討論という形で進めたい．まずは，江口さんに対する質問から始めたい．濱本（東京大学）:放射性セシウムの土への吸収抑制対策としてカリウム施肥が行われているが，慣行施肥に戻した場合の移行係数に関する調査をやられているか？江口（農環研）:私自身は行っておらず，他にそのような調査が実施されているかどうか，現時点で情報を持たない．基本的な考え方として，移行係数は除染前後の濃度変化に関わらず利用できる．重要なのは土の特性である．濃度が高くてもセシウムが移行しにくい土壌があり，濃度が低くても移行しやすい土壌もある．それを表現できるモデルを現在作成中である．実測データと突き合わせることでセシウム移行を予測し，カリウム施肥継続の必要性等を判断できるようにしたい.濱本（東京大学）:モデルの検証もやっておられるのか？江口（農環研）:現在，モデル作成中であり，実測文献データ数を増やすことでモデルの検証を進めている.石黒（北海道大学）:江口さんと西村さんにお尋ねしたい．セシウムはバーミキュライトのような粘土に化学結合していると推測されているが，その場合，今までのフレイドエッジサイト（FES）と考え方が異なる．今後の固液分配係数（K d ）を含めた土壌吸着の考え方をどのように整理すれば良いか？江口（農環研）: FESにセシウムが強く吸着される考え方は変わらないが，それ以外にも強く吸着できるサイトは多くあるようだ．放射性セシウム捕捉ポテンシャル(RIP)は，ある特定の実験条件下でカリウムとセシウムの選択係数を実測して決定するが，セシウムが具体的にどこに吸着しているかは分かっていない. FES及びそれと同様の性質を持つサイトに吸着していると考えられる．最近の研究では，FES以外のところにも万遍なく吸着されるとの報告がある．また，吸着後に閉じた層間に固定されたセシウムも含めて環境中のK dは決定されるため，RIPから予測されるK dと実測したK dが一致しないこともある.西村（東京大学）:セシウムの化学結合が何を根拠とする話かわからないが，たとえば，広域又線吸収徹細構造解析（EXAFS）の結果から得られる，短い原子間距離や対象原子の配位数のことであるとすると，個人的には，FESに執着しすぎることによって誤解が生じるのかもしれないと考えている．過去に報告されているEXAFSの結果からわかるのは，六員環へのセシウム吸着で，それが粘土表面の六員環か，粘土の層間にある六員環への吸着なのかは明らかではない．表面にある六員環の数から考えると，短時間で層間の六員環だけ吸着するのは考えにくい．また， EXAFSの結果の範囲では，化学結合の話とFESの話は，必ずしも別の話ではないと理解している.石黒（北海道大学）:私の理解が違うのかもしれないが，セシウムの粘土吸箸は距離の関係により化学結合と結論付けられているはず.その場合,セシウム吸箸現象に関して,これまでの研究が十分に整理されていない印象を受けた．選択係数の理論についても，もっと整理が必要に思われた.溝口（座長）:ありがとうございました．それでは農研機構の岩田さんの質問をお願いします.岩田（農工研）:日本の土壌ではセシウムの輸送が1 cm yr−¹もあるようだが，海外の土壌ではもっと移動が遅いような報告もある．これらの違いは，降水量の違いで説明できるか？江口（農環研）:今回は水田で取得したデータだけを紹介した．森林土壤，果樹園や牧草地のデータではセシウムの移動はもっと遅く，水田土壌におけるセシウムの移動だけが速い印象を持っている．水田土壌はバクテリア主体の土壌だが，森林土壌や他の農地は糸状菌主体の土壌であり，糸状菌が選択的にセシウムを吸収することは知られているため，そのことが移動速度に関係すると想像している．そのため，降水量だけの要因ではなく，微生物も含めた土壌特性の影響が大きいと思う.西村さんと西脇さんの発表において，有機物の添加量でFESにおけるセシウムの吸箸量に影響を及ぼすようだが，圃場に有機物を施用した場合の影響について伺いたい.今回の発表データやバーミキュライトの実験結果では，固液分の変化から吸箸量は変わるようである．ただし，それが植物への移行係数や吸着形態に影響を及ぼす効果について，よく分かっていない．仮に考えられる可能性として，土壌に有機物を多量に投入した場合，バーミキュライトや雲母の存在によるFESがあったとしても，有機物に吸着することは考えられる．その点について，興味はあるが実験を実施できていない.有機物施肥によるセシウム吸着の影響について，圖場レベルで施肥しても流通基準に影響することはないと予想される.夏場の落ち葉が分解して，落ち葉に吸着されたセシウムが水中に溶け込み植物へ移行する報告がある。しかし，分解する時期による違いも考えられ，そのような移行に関して不明な点も多い状況であり，影響の有無について正確に回答できない状況である．西村さんと小林さんに対して，岩田さんの質問をお願いしたい.岩田(農工研):西村さんの発表では，地温20 °Cで10 %ぐらいの吸箸量に差が出るようだが，福島では表層土壌の凍結も考えられ，30 °Cぐらいの地温変化が考えられる．その温度による影響は無視できるか？温度差20 °Cによる吸箸量の違いは，温度によって異なる．たとえば，理論上では，15 °Cから35 °Cまでの温度変化に対して，５ ℃から25 ℃における吸箸の影響は異なる．初期温度が低い方が吸着量の差は小さいので，15 °Cから35 °Cにおける吸着量よりも5 °Cから25 °Cにおけるセシウムの放出量は少ない．実験をやらないと分からないこともあるが，理論上ではそのように期待される.岩田（農工研）:小林さんに質問したい．懸濁態が夏に増える原因として，降水量が多いことは考えられるか？懸濁態とは，雨やリター層通過水などの全般について考えられる.雨やリター層通過水に関して確認はできていないが、夏には虫が樹幹上で葉を食べるなどの生物活動の活発化により，懸濁体の増加が考えられる.岩田（農工研）:土壌中では，溶存態として存在が考えられるか？今日紹介したデータは，ライシメータを用いて，0.45 mmで適過した水である．懸濁体が土壌中にどの程度あるか気になるが，テンションフリーで採取した水を保管しているが，ライシメータの設置による撹乱の影響も考えられ，まだ分析に至っていない．予想として，土壌の浅いところでは懸濁体で輸送していることが考えられる。しかし，土壌への浸潤に伴い，濾過効果で土壌に捕捉される.溝口（座長）:石黒さんの質問をお願いしたい.有機物施用後の客土した水田では，過度の有機物投入はないようであるが，有機物施用の目標値はどのように設定されているか？西脇（茨城大学）:有機物分解による影響として，急激な分解で硫化水素の発生が生じる．しかし，それ以外に影響が考えられろか？石黒（北海道大学）:室泰過多になると，食味は悪くなると考えられる.西脇（茨城大学）:食味までは考えてないが，土壌の改良基準を用いて，東北農試で推奨された「ひとめぼれの生育目標」の施肥量を利用した.少し補足します.肥沃度の一般論として，有機物の投入の議論が行われているが，農業用水の確保問題も大きな課題である．しかし，排水路や用水路は土で埋まって機能していないことが多い．除染後に，稲作を再開する際に水路網が整備されておらず，総合的に農業を再開するには，農業の用水と排水を整備する必要がある．江口（農環研）:水田については，表土剥ぎと客土による除染後，土壌肥沃度が低下した圃場でも妥当な収量が確保できたとの報告がある．従来の基準でのカリウム施肥対策等により，玄米へのセシウム移行も低減できたという．一方，水田よりも畑の方が，表土剥ぎによる土壌肥沃度低下が栽培に与える影響が大きく，セシウム移行抑制のためのカリウムも水田より多く施用しなければならない．畑での営農再開の方が，より大きな課題となっている.補足すると畑に加えて牧草地も課題となっている.その他に，長谷川さんから発表者の皆さん全員に対する質間にも回答いただきたい.発表者の皆さんに質問したい．セシウム移動に関して理解が深まっていると思っていたが，久々に学会に出てきたら，セシウムの輸送に関して未知なることも多いようである．今，一番に何をやるべきか検討課題を伺いたい.すでに，石黒さんからの質問にあったように，何が，どこに，どのように吸着しているか分かっていない点がある．技術として，塩化カリウムを散布してFESに吸着した量を評価することは重要であるが，それによる吸着位置の特定解明には至らない．一方で，原子間の力と距雕を分光的に求めることで，化学的なセシウム吸着を計算する方法がある．しかし，その方法ではFESにある六員環とFESの外にある六員環における吸箸の区別が明確ではない．現時点では，電子顕微鏡を用いても，その区別はできていない.現場技術として、土壌物理学的な観点からセシウムの空間分布の把握は重要である．そのための技術の確立は，今後の課題である．西村さんの吸箸理論に対して，私はセシウムの動態に箸目したい．例えば，セシウムが有機物から作物へ移行する形態変化などの解明が必要である．植物根への移行を知るには，放射線レベルが低い場合，セシウムの検出方法としてゲルマニウム半導体検出器がある。その検出器以外を用いた放射性セシウムの検出方法では、セシウムの代替物として，セシウムの安定同位体の利用が考えられる．しかし，安定同位体の濃度が低い場合には，検出問題が生じるため，何らかの技術的な改善が求められ，セシウムの移行に関する知見の蓄積が大事だと思う.小林（森林総研）:森林分野において，樹皮や葉から吸収されたセシウムと根から吸収されたセシウムの区別はつかないが，それぞれの影響を明らかにする必要がある．根からの吸収に関して，新しく苗植えした木を用いた影響評価が考えられ，土壌から木々へのセシウムの移行に関するデータの薔積が重要である．また，葉に吸着したセシウムの吸箸形態が不明であり，それが原因でセシウムが葉から放出されるメカニズムが分っていない．今後の検討課題である。重要な課題を一つだけ選別するのは大変難しいが，自分の専門性や持ち場を考えて選定するならば，セシウムの移動や吸脱着を考える上では，選択係数やK dのような巨視的パラメータの整備とその中身の理解が一つの鍵と思う．セシウムが粘土鉱物のどこに吸着しているかという問題も非常に重要であり，常に最先端の知識を採り入れながら，選択係数やK dなどの巨視的パラメータの中身を理解することが必要である．水田におけるセシウムの研究や対策技術は進展したが，福島県内でのカリウム施肥対策のために，年間10～15億円の予算を費やしている．これだけの予算はいつまでも確保できないため，どの土壌にカリウム施肥の継続が必要であるかを，科学的な根拠に基づいて提案するための研究を進めたい．畑では，大豆，ソバ，牧草に関して，安心・安全な栽培ができていない現状もある．これについても，科学的データを用いて解決策を提示できるようにしたい.溝口(座長)：引き続き，総合討論を続ける．2013年に研究戦略として，福島のセシウムの把握に関する提案を行った．それには，現場見学，現場におけるセシウムのモニタリング，コロイドや粘土によるセシウム吸着の検討，それらに基づく数値計算の項目が挙げられた.これまでに多くの知見が蓄積された一方で，それらの知見の風化が心配である．研究面について，農地のセシウム除染後の肥沃度回復について，３年前から箸実に進歩している．手法について，数値計算が挙げられるが，こちらは吸着モデルなどの確立が出来ていない現状がある．今後は，土壌物理学会の強みとして，数値計算によるセシウムの移動予測の検討が考えられる.  2011年の原発問題以降，科学者の信頼を失ったことが大きな痛手だったように思える.しかし研究戦略を実施した３年間において，現場の研究活動などを通じて，地域住民の方から科学者の信頼を回復したと考えられる．ただし，現場技術者間でのコミュニケーションは足りておらず，地方行政，県や国レベルで，どういう事業が実施されているか，その把握も大事である．予算に関して，科研費で復興農学が新設されて研究が進歩したが，残念ながら復興農学の予算は打ち切りになった．そのため，新たな予算の発掘が必要になる．土壤物理研究の過去を振り返れば，山中式硬度計を開発した山中金次郎先生が，1959年に土壌の物理性第１号「土壤の物理性の第一号の発刊に際して」の中で，「土壌物理研究会は農業生産の向上のための研究会である」と述べられている．これを福島の放射性物質の問題と併せて考えると，土壌の物理性と農業の生産性を検討するような原点回帰に思われる．そういった親点では，福島の現場でモニタリングし，総合的見地から見落としている課題を抽出して，具体的問題解決策の提案を検討する手法は以前と変わらず重要である．その上で，戦略的研究推進がやはり今後の課題となる.研究の知見を風化させない努力は大事である．研究自体は地道な継続以外にないと思うが，継続すべき研究,新たに注目すべき研究をどのようにすみ分けながら取り組むべきかコメントを頂きたい.溝口(座長):取出さんの質問に対して，それに回答するような形で議論をしたいと思う.登尾（明治大学）:予算の関連において，科研費の復興農学は存続できなかったが，それに代わる科研費として今年から特設分野が設けられた．その中で，我々が申請できそうな特設分野のテーマに，次世代の農資源利用がある．農業生産のための土壌物理の観点から，このような分野に多く申請することで，研究の裾の尾を広げることを提案したい.森（岡山大学）:私は，前日のTy Ferré氏のDarcy lectureにおける政策決定（Decision making）に関連した内容で意見を述べたい．溝口さんが福島で地元の方に努力して説明されたにも関わらず，地元の方は研究の話はさて置き，身の回りのリスクが気になり，コミュニケーションが上手くいかないような事情がある．これは，Ty氏が話された政策決定に必要なリスクと利益のバランスの考え方が大事のように思え，これまで受けた教育に依存するところが大きい.私のアメリカ在外研究期間中に，我が子が受けたアメリカの教育ではリスクと利益の考え方が基礎になっていると感じた．欧米の文化ではリスクと利益の考え方で物事の判断を重視するのに対して，アジアの農耕民族文化では物事の理屈によらず心配事が先に立ち，リスクと利益の線引きが難しいように思える。そのような環境の中で，我々は葛藤を常に感じつつも，継続したコミュニケーションが大事であると考えられる.政策決定には，科学的データを理解してくれる人々がいる一方で，それを信頼できない人々に対して，如何に科学技術コミュニケーションを行うか検討することが大事である．科学技術コミュニケーションを通じて，小学生向けに対話することも責重である.議論は色々とあるものの，福島の事故から時間が経過するに当たって，データ収集・解析に膨大な時間や労力を費やしながら，それらの風化が懸念される．一方で，新しい発見や知見は研究継続の重要なモチベーションになることは間違いない．時間の経過により，放射性セシウムは半減期に近づくが，その時間的スケールは長く，学会としてこの問題にどう対処するかの議論は必要である.農地や森林における現場技術として，土壌物理学の知識が必要とされている．具体的な例を挙げれば，土壌物理学的な親点から現場の問題を理解するのに，HYDRUSによるセシウムの移動予測が考えられる.このような取り組みは，学会を挙げて行う必要がある．そのような学会における方針案を長さんから話して頂きたい.近年，土壌物理学会は節約努力の成果で予算的に余裕がでてきている．学会をあげた取り組みとしては，例えば奨励金公募を検討するような提案がある．これは，まだ評議員会で検討すべき事項であり，未定であるが，福島における研究に加えて，その他の研究も対象になる.学会の活性化に繋がってほしいと考える．また，土壌物理用語集の改定についても検討しており，会員以外の皆さまにも見える形で情報の提供を行っていきたい.情報提供に関連して言えば，福島に関連性の高い論文を継続して学会誌に掲載していくことも必要である．土壤の物理性を見れば，福島に関連した最新の情報を取得できるような情報提供は土壌の物理性をより広めていく戦略として考えられる.溝口(座長):その点に関して，例えば福島関連の研究論文について，誰もが無料で閲覧可能などの対応はできるか？取出（三重大学）:それはまさに現在試みている期間限定のフリーアクセスに相当し、今後はオープンアクセスと併せて考えるなどの対応はできると思う．溝口（座長）:いずれにせよ，学会として予算的な余裕を利用して，福島の研究推進を促すことが大事である.江口（農環研）:土壌物理学会は小さな学会であり，福島のセシウム問題という広く大きなテーマに単独で取り組むのは困難であろう．同様のテーマを取り扱う他の大きな学会との連携が必要と思う．土壌物理学会の特色を活かした情報の発信や，他の学会との情報交換等が考えられる.学会との連携に関して，来年度にJpGUとの共同セッションが提案されている．これは，研究だけでなく，科学リテラシーに関する取り組みも対象である．発表できる方には是非，参加頂き，他分野の方々と交流を深める機会にして頂きたい．研究の話について，私の意見を述べたい．新しい研究の発見はあるが，三重大学の取出さんや長崎大学の中川さんが取り組んでおられる，多成分の物質移動や速度論について検討することも必要である。ここにいる皆さんで少しずつ頑張って，新しい研究の窓口を広げる取り組みに期待したい.土壌物理学会で研究奨励を公募するならば，若手の研究者育成に利用してほしい.土壌物理学会に参加する学生は多く，若手が活発である印象を受けるので，是非，若手育成のための投資をお願いしたい.そろそろシンポジウム終了時間となりました．若手育成の推進を勧める検討事項を次年度の申し送り事項として確認した上で，総合討論を終わりにしたい．ご協力ありがとうございました.
平成28年10月29日，第58回土壌物理学会大会が京都大学において開催された，ポスターセッション「土壌物理研究の最前線」に対して57課題の発表が行われ，熱心な討論が交わされた．ポスターセッション発表要旨の概要を資料としてここに掲載する．なお，発表要旨の全容は学会ホームページ上で関覧可能である.設置方法と試料の乾燥密度が土壌水分センサーの出力値に与える影響岩田幸良¹,宮本輝仁¹,西谷麻菜美²,亀山幸司¹ 1農研機構農村工学研究部門²筑波大学大学院キャパシタンスセンサーの1つであるDecagon EC-5土壌水分計を用い，センサーの設置方法の違いと土壌の乾燥密度がセンサーの出力値と土壌試料の平均含水率の関係（キャリプレーション式）に与える影響を調べた.その結果，乾燥密度がキャリプレーション式に与える影響は，センサーの設置方法や実験誤差による影響よりも小さく，センサーの設置方法が同じであれば乾燥密度が異なるサンプルでも実用上十分な精度で水分量が推定できると考えられた.キーワード:キャパシタンスセンサー,デカゴンEC-5,キャリプレーション方法,ミキシングモデルオン強度が大きくなると，有効イオン交換容量が拡大する現象が確認できた.キーワード:塩吸着,火山灰土FieldScout TDR300の校正と利用亀山幸司,宮本輝仁,岩田幸良農研機構農村工学研究部門日本の土壌を対象にFieldScout TDR300のセンサー出力値と体積含水率の関係を明らかにし、圃場内の土壌水分分布調査への適用性について検討した．内蔵されている標準土用の校正式を用いる場合，特に黒ボク土においては体積含水率を過小推定することが示された．このため，土壌毎に求められた校正式を求めることが望ましいと考えられた.キーワード: FieldScout TDR300,体積含水率,校正,空間分布火山灰土における塩吸着実験中川　啓¹ ,北村涼馬¹ ,和田信一郎² ¹長崎大学院・²九州大学大学院肥料等に含まれる化学物質が火山灰土を通過し地下水に至るまでのメカニズムを理解することは，肥効を検討したり，農業活動由来の環境汚染を調べたりする場合に重要であると考えられる．火山灰土においては，塩吸着という機構により，流入した溶液濃度に応じて，見かけ上，イオン交換容量が増大する現象が起こることが知られている．本研究では，火山灰土中の物質輸送モデルを開発することを目的として，この塩吸着機構を簡便にモデル化するための実験を行った．実験では3種類の火山厌土を試料として用いた．実験結果によると，溶液のイ暗渠流出水中懸濁物質濃度を決める要因—界面電気現象の寄与—鈴木克拓農研機構中央農業研究センター粘土質転換畑の暗渠流出において懸濁物質濃度を決める要因を検討した．降雨強度や流出流量と懸濁物質濃度の関係は判然としなかった．一方で，界面電気現象が暗寒流出水中の最高懸濁物質濃度を規定していることが示唆され，Ca²+濃度や導電率がその指標となり得ることが示された.キーワード:粘土質土壌,暗渠流出,懸濁物質,界面電気現象島尻泥岩分布地域における地下水流動解析と地下ダム計画阿南光政「,弓削こずえ「,漢田耕佑²,平川　晃³ 1佐賀大学・²九州大学大学院²高崎総合コンサルタント本研究は，鹿児島県喜界島において検討されている新規地下ダム候補地における地下水流動解析を行い，ダム軸の位置および地下ダム建設の効果検証を行うものである．既存地下ダムサイトを含む範囲を解析対象に設定し，広域地下水流動モデルを構築した．モデルシミュレーションにより，地下水環境の現状を分析し，新規地下ダムのダム軸位置の検証を行った.キーワード:農業用水開発,浸透流解析,飽和流,難透水風TDTおよび TDRセンサーを利用した水位・電気伝導度の測定藏座隆寛¹ ,上村彰² ,宮本英揮¹ 1佐賀大学・²鹿児島大学大学院TDR-315およびTDTセンサーを用いた水位· EC計測の有効性を明らかにするために，室内において水位・EC計測実験を行った．TDTセンサーによる水位計測は，概ね良好な精度で実施できた．一方，TDR-315では，低水位条件における水位計測誤差が拡大したが，その条件を除けば水位に加え，ECを良好な精度で決定できることが明らかになった.キーワード: TDR, TDT,水位,竜気伝導度干拓地の作物圃場における地下水の塩水化および連続干天による複合ストレス予測弓削こずえ¹,阿南光政¹,演上邦彦²,演田耕佑³ ¹佐賀大学· ²岩手大学· ³九州大学大学院本研究は，干拓地の作物圃場において地下水の塩水化や連続干天によって発生する水分および塩分ストレスを複合的に予測することを目的とするものである．土壌中の水分および溶質動態予測モデルを構築し，このモデルの妥当性を確認するため，長崎県諫早市の中央干拓地内の圃場において現地調査を行った．さらに，シナリオ分析によって水分および塩分ストレスを定量評価した.キーワード:水分ストレス,塩分ストレス,リーチング, SWAPモデル誘電分光法で測定した不飽和豊浦砂の誘電スペクトル上村将彰¹,岡本幸大²,中川啓²,宮本英揮³ ¹鹿児島大学院·²長崎大学大学院3佐賀大学マイクロ波周波数帯における豊浦砂の誘竜スペクトルと体積含水率（θ）との関係を明らかにするために，市販のスリムフォームプロープを用いて，スペクトルの反復測定を行った．異なるθ条件における砂の誘竜スペクトルを，部分的に測定することに成功した．しかし，スペクトルが測定のたびにばらつき，そのぼらつきは高θ条件ほど大きくなる傾向が認められたため、広範なθ条件において高い再現性が期待できる新たな計測システムを構築する必要がある.キーワード：誘竜分光法,誘竜スペクトル,体積含水率地中灌漑圃場における作物根域の形成および土壌物理性の空間分布漢田耕佑1 、弓削こずえ2 、阿南光政2 、平川　晃³,凌祥之¹ ¹九州大学大学院・²佐賀大学3高崎総合コンサルタント本研究は地中灌漑圃場における根系の発達に伴う土壤物理性の変化を明らかすることを目的とし，地中灌漑圃場を模した模型実験を行った．実験終了後に採土を行い，室内実験によって透水性，作物根含有率および水分特性曲線を求めた．この結果，作物根を比較的多く含む土壌の透水係数は高くなる傾向にあることが明らかとなった．さらに，同程度の作物含有率を含む土壌の水分保持特性は，それぞれ異なることが確認された．キーワード:土壌水分,土壌構造,透水性,保水性,節水灌版Maxwell-DeLoorモデルで推定した不飽和砂の誘電スペクトル宮本英揮「,上村将彰²,岡本幸大³,中川　啓³ ¹佐賀大学· ²鹿児島大学大学院³長崎大学大学院不飽和土壌の誘竜スペクトルを推定するために, Maxwell-DeLoorモデルとDebyeモデルとを組み合わせることにより，異なる周波数における不飽和砂の複素誘竜率の実数部（以後，誘竜率）を算出し，それと実測値とを比較した．比較対象となる実測値が取得できた体積含水率が0.27 m³ m−³以下の水分条件において，実測値に対するモデル計算値の適合性が確認された.キーワード: Maxwell-DeLoorモデル琵琶湖干拓地の水田転換畑における地下水位·土壌水分予測加藤千尋¹ ,白岩立彦² ,西村　拓³ ,遠藤　明¹ ,佐々木長市¹ ¹弘前大学・²京都大学大学院・³東京大学大学院HYDRUS-2Dを用い，大中の湖干拓地内圃場の地下水位と土壌水分量予測を試みた.下端からの流入フラックスを仮定し，上端は時間降雨量と蒸発散速度および灌漑データを境界条件とし，また，補助暗渠の効果を高い飽和透水係数によって再現した．その結果，モデルは地下水位変動をよく再現した．作土層の土壌水分予測の精度向上には，土壌構造を踏まえた水分移動特性関数の選択が重要であることが示唆された.キーワード:土壌水分,地下水位, HYDRUS-2D,干拓,田畑輪換宇宙線中性子観測に基づく盛土斜面の土壌水分観測牧野弘樹¹,平嶋雄太²,末次大輔²,宮本英揮² ¹佐賀大学大学院・²佐賀大学COSMOS（COsmic-ray Soil Moisture Observing Sys- tem）を用いて，盛土斜面の高速中性子数（Φ）の経時変化を観測し，得られたΦ値と，雨量に基づく土壌雨量指数(SWI)および３深度5地点に埋設したTDTセンサーで測定した各深度の平均体積含水率（θ）とを比較した.被覆植生の成長や観測面内の不均一性などが原因で，Φ値に基づき正確にθを評価することはできなかったが,集中豪雨による極端な降雨条件下において，相対的な土壤水分の増減傾向を捉えることに成功した.キーワード: COSMOS,高速中性子,土壌水分,土壌雨量指数,斜面土壌水分量およびバルク電気伝導度計測丹野真衣,平嶋雄太,宮本英揮佐賀大学デジタルTDRセンサー（TDR-315）の性能評価を行うために，NaCl溶液と混合した豊浦砂を供試材料とした水分・EC計測実験を行い，既往のTDTセンサー (Acclima)の測定結果と比較した．TDTセンサーと同様に，TDR-315で測定したεTDRとそれから求められたθ値との間には，一意的な経験的関係が認められた. TDTセンサーと違って，TDR-315は低バルクEC条件におけるEC変化を感知できたことから，広範なバルクEC条件における水分· EC同時計測に適したセンサーであることが判明した.キーワード: TDR-315,バルク竜気伝導度,体積含水率諫早湾干拓土中の塩分モニタリング平嶋雄太¹,牧野弘樹²,弓削こずえ¹,宮本英揮¹ ¹佐賀大学・²佐賀大学大学院諫早湾干拓地における土中塩分モニタリング法を確立するために，TDTセンサーを用いた室内の水分・EC計測実験を行い，Hilhorst（2000）モデルを活用した土中水の竜気伝導度（σω）推定法を考案した．その推定法に基づき，干拓地に埋設したTDTセンサーの出力から，５深度のσ wの経時変化を捉えた.キーワード：干拓地,塩分,モニタリング人材育成アウトリーチ活動のJST事業報告徳本家康「,西脇淳子²,坂井　勝³,加藤千尋⁴,廣住豊一5,渡辺晋生3,塩澤仁行6,溝口　勝7 ¹佐賀大学· ²茨城大学· ³三重大学大学院4弘前大学· 5四日市大学· 6ムシテックワールド7東京大学大学院本事業の最終年度にあたるH28年度には，人材育成アウトリーチ活動に積極的に取り組んだ．科学館における実験教室や教員向けセミナーを実施することで土に関わる放射線教育の情報提供を行った．とくに，教員向けセミナーにおいて，福島県内の小・中学校の教員60名程度に対して放射線教育の資料や教材を提供できたので報告する.キーワード:復興農学,放射線教育,アウトリーチ活動,セシウム除染地下水位と土壌水分量の関連性加藤　幸¹ ,千葉克己² 1弘前大学・²宮城大学リンゴ産地として知られる青森県は,プドウ(スチューベン）栽培も盛んで，水田からの転作園が多いのが特徴となっている．本研究では，青森県弘前市の転作プドウ園を対象に，地下水位と土壌水分のモニタリング結果から，農地排水とその関連性について検討した結果を報告する.キーワード:水田転作プドウ園,地下水位,土壌水分量湿潤領域の不飽和透水係数計測に対応した蒸発法装置の開発正岡直也,小杉賢一朗京都大学大学院従来の蒸発法を改良し湿潤領域のK – ψ計測に適した装置・システムを新たに開発した．その結果，蒸発法のみでK < 2.0 × 10−4 cm s−¹（ψ < −50 cm H₂O）の範囲でK − ψを良好に測定でき，同測器を応用した定常浸透法との併用により飽和付近のK − ψを正確かつ連続的に把握できることが示された.キーワード:蒸発法,定常浸透法,不飽和透水係数鳥山淳平¹,蛭田利秀²,志知幸治³,小林政広³ ¹森林総研九州・²福島県森林整備課・³森林総研福島県内の森林で採取された土壌試料を比重分画法により軽画分と重画分にわけ,それぞれの画分に含まれる放射性セシウムの濃度と量を評価した．軽画分は重画分より8倍程度高い放射性セシウム濃度を示した．軽画分の土壌中の放射性セシウムに対する寄与は平均で4割程度であり,森林土壌においては,粒状有機物に付着した放射性セシウムが多く含まれることが示唆された.キーワード:放射性セシウム,比重分画法,落葉広葉樹林,常緑針葉樹林窒素の吸着と硝化中西真紀,渡辺番生三重大学大学院土中の窒素は，吸着や硝化を経て移動する．本研究では，CECの異なる３つの土でバッチ試験と浸透実験を行い，NH4の吸箸量と硝化量を求めた．硝化量はバッチ試験と浸透実験で異なった．そこで，数値解析によりNH4の吸着態および溶存態の反応速度を検討した.キーワード: CEC,一次分解反応,バッチ試験,カラム実餘飯舘村における森林からのCs流出のモニタリング辰野宇大「,二瓶直登「,濱本昌一郎「,休石美佐²,篠原　魁¹ ,西村　拓¹ ¹東京大学大学院· ²University at Buffalo, NY森林から流出する水を農業用水として使う周緑地区の農業を念頭に，飯舘村において山林と隣接した農地でのうちへ流入する沢水の水位，濁度をモニタリングするとともに，高水位時に採水してCs含量を測定した.キーワード：セシウム,森林,流出,リター層飯館村の居久根（屋敷林）の除染実験溝口　勝1 ,板倉康裕2 ,小原壮二3 ,高橋正二3 ,田尾陽一3 ¹東京大学大学院・²ミサオネットワーク3NPOふくしま再生の会飯舘村の農家の多くは居久根と呼ばれる屋敷林に囲まれている。環境省は家屋から20 mまでの屋敷林を一律に除染したが，屋内の空間線量率は依然として高い．居久根の林床部の落葉・腐植土・土壌の放射性Cs濃度を測定した結果，放射性Csが表層の腐植土に留まっていることが確認された．枯れ枝を除去し，落葉と腐植土を10 cm程度剥ぎ取って現地埋設処理をしたところ，居久根内の1 m高さの空間線量率が劇的(3.0 ～ 0.6 μSv h−1)に低下することが分かった.キーワード：居久根除染,現地埋設工法,放射線量率,飯節村ミミズ生息土壌の保水性と乾燥密度山端杏子¹,西脇淳子²,小松崎将一²,岡山　毅² ¹茨城大学大学院・²茨城大学団粒の生成要因にはミミズや土壌に含まれる菌類の活動があげられる.ミミズによる団粒形成では, 2 mm, 4 mmの大きな径の団粒量が多かった．pF試験では生物由来の団粒の保水性が高い可能性が示唆された。ミミズ投入，刈敷投入条件ともに実験開始時と比較し，乾燥密度が高くなる傾向があった.キーワード：ミミズ,団粒,乾燥密度,保水性土壌水分センサーネットワークの安定運用に関する考察：熊本地震前後における土壌水分·土壌ECの経時変化森下伊織「,國崎恒成「,大塩悠貴²,古賀つかさ「,中島正寛¹,荻島真澄¹,堀田孝之¹,徳本家康³,宮本英揮³,石川洋平¹ ¹有明高専· ²佐賀大学大学院· ³佐賀大学本研究で開発した土壌水分センサーネットワークを用いて，干拓農地で試験的な計測を実施した．熊本地震発生の前後に取得した比誘電率，水分量，バルクECの経時変化について考察した．また，システム開発時のトラプル対応(データ欠落·竜力不足)やセンサーネットワークの親機と各子機のプログラムの改良点が明らかとなったので報告する.キーワード：土壌水分センサーネットワーク,熊本地震耕起·不耕起画場における土壌物理性と温室効果ガス発生古和真理奈,西脇淳子,小松崎将一,太田寛行茨城大学農地から発生する温室効果ガスを削減させる方法として，保全的耕耘がある．本研究では保全的耕耘と慣行により温室効果ガスの発生にどの程度違いが生じるのか,またガス発生と土壌物理性との関係を調べた．その結果，耕起・不耕起区および深度による土中温室効果ガス濃度の違いが確認され，土壌硬度や透水係数との関連が示唆された．保全的耕耘による温室効果ガス放出の削減は本研究では明らかにはできなかった.キーワード:耕起,不耕起,温室効果ガス,土中ガス,地表面ガスフラックスブルーベリーポットでの放射性セシウムの人工マクロポアによる移動効果林　匡紘¹,森　也寸志¹,稲生楽子² ¹岡山大学大学院·²宮城県農業·園芸総合研究所プルーベリーの根群域が放射性セシウムで汚染されることを回避するために放射性セシウムの下方移動実験をポットで行った.ポットに人工的にマクロポアをつくり，放射性セシウムが下方に移動しうるか調査したところ，人工マクロポア，特に人工マクロポアと硫酸アンモニウムの組み合わせによって放射性セシウムの下方移動促進効果があることが判明した．吸収抑制効果のあるカリウムとの組み合わせなど，さらに改善する必要がある．キーワード：放射性セシウム,マクロポア,溶質移動沖縄県石垣島における赤土流出抑制対策岡　香菜子¹,森　也寸志¹,大澤和敏²,干川　明³ ¹岡山大学院· ²宇都宮大学³石西礁湖サンゴ礁基金沖縄県石垣島では，農地からの赤土流出が大きな問題となっている．本研究では，線状型マクロポアの導入を提案し，表面流出量，土砂流出量を計測することで，流出抑制効果を検証した．その結果，耕起区，溝切棄柄区，溝切区，不耕起区で表面流出量が最も少ないのは溝切葉柄区，土砂流出量が最も少ないのが不耕起区となった.不耕起栽培と共に線状型マクロポアの効果を確認した.今後も長期的効果を観察し続け，線状型マクロポアの効果を検証する.キーワード：赤土流出,マクロポア,不耕起,サトウキビ島根大学土壌の連続気相率を測定するための音響測定法は，これまで鳥取砂丘砂以外の土壌へ適用できていなかった.そこで，装置を改良し真砂土への適用を試みた．所定の含水比に調整した鳥取砂丘砂と真砂土の充填試料を用いて，連続気相率と全気相率を求めた．その結果，鳥取砂丘砂では封入空気の発生を確認できたが，真砂土では,連続気相率と全気相率はよく一致した．この原因は，土壤の粒度の違いにあると考えられる.キーワード：土壌空気,音響測定,連続気相率,真砂土三重大学大学院凍土中の不凍水圧は地温から相平衡の状態式を介して推定されることが多い。しかし，実際の土の凍結時には温度変化や移流により氷の成長が平衡に達しない場合がある．そこで本研究では露点計を用いて凍結融解速度が異なる土中の不凍水圧を直接測定した．不凍水圧は平衡の不凍水圧に比べ，凍結速度が速いと高く，融解速度が速いと低くなる傾向が見られた.キーワード：凍土,不凍水圧,露点計青木伸輔「,名倉理紗「,登尾浩助2 1明治大学院・2明治大学地下水の塩水化を観測するシステムに4極センサーを用いることを目的とし，高竜気伝導度溶液（海水）の連続測定を試みた．調査船のセンサーと比較したところ，一部期間で測定結果が異なったものの，概ね測定できており，高竜気伝導度の測定が可能であることを確認した.キーワード: 4極センサー,海水,高竜気伝導度現場における土壌の熱伝導率計測センサーの開発青山真也¹ ,百瀬年彦² ¹石川県立大学院· ²石川県立大学本研究の目的は，現場における土壌の熱伝導率を計測するためのセンサー開発である．従来型ヒートプロープの構造を改良することによって屋外用ヒートプロープを製作し，（1）数種類の試料を用いて従来型と屋外用ヒートプロープによる測定値が良く一致すること， (2)大きな温度変化が生じる条件下でも，屋外用ヒートプロープは精度良く測定できることを明らかにした.キーワード：土壌の熱伝導率,ヒートプロープ法,屋外計演酵素による土壌有機態窒素の加水分解に及ぼす影響福桝純平¹ , Shaw Liz²,森　也寸志¹ ¹岡山大学大学院· ²レディング大学団粒土壌とそれに対応する団粒破壊土壌を用いて，土壤団粒が酵素活性度と窒素無機化速度の関係に及ぼす影響を調べた．団粒破壊によって主に粗大マクロ団粒(4.75〜 2 mm)が崩壊し，草地・農地の土壌ともに窒素無機化速度が有意に増加した．酵素活性度と窒素無機化速度の共分散分析から，粗大マクロ団粒の崩壊によって，酵素の有機態窒素へのアクセシビリティは有意に増加することが示された．マクロ団粒によって，酵素から有機物が保護されていることがわかった.キーワード:団粒化,有機物保護,酵素,窒素無機化乾燥地灌漑農業地域における砂丘地に隣接した塩害地の植生変化前川健太朗¹,赤江剛夫¹,森　也寸志¹,守田秀則¹,史 海濱² ¹岡山大学院· ²内蒙古農業大学中華人民共和国河委戦区を対象とした調査では，砂丘と湖が隣接している地点が多く観察された．そのことより，砂丘は湖へ水資源を涵義していると考えられた．そこで，中間点にあたる塩害地では，砂丘が無い場合と比べ降雨前後の植生の変化にどのような違いがあるのか, NDVI（正規化差分植生指数）を比較した．結果，降雨前後において砂丘が隣接している塩害地で，NDVIの増加量が大きいことが確認された.キーワード: Landsat,正規化差分植生指数,砂丘,塩害地津波被災農地の高水分·高塩分における土壌溶液ECの推定：数値実験による潮受水路の塩害抑制効果の予測徳本家康¹,道脇幹雄¹,千葉克己²,宮本英揮1,溝口　勝3 1佐賀大学・²宮城大学・³東京大学大学院宮城県の津波被災農地の沿岸部では，地下水を介した塩水の侵入により，2次的な塩害が生じている．塩水侵入防止策として，潮受水路の建設が行われており，その除塩効果の評価・予測には土壌溶液ECの推定が重要である．本研究では，土壌溶液ECを推定することで，実測値に基づき，潮受水路による塩害抑制効果を数値実験で予測した.キーワード:津波被災農地,土壌溶液EC,潮受水路メタンの生成および酸化に及ぼす影響永澤裕人¹,西脇淳子¹,常田岳志²,荒井見和²,中村浩史³、酒井英光²、長谷川利拡³ ¹茨城大学· ²農研機構　農業環境変動研究センター ³太陽計器・4農研機構　東北農業研究センター将来予想される大気CO2濃度の上昇は水田からのメタン生成を促進する．本研究では窒素の施肥，無施肥，イネの品種がCO₂濃度との相互作用によってメタン生成，酸化に及ぼす影響を調べた．研究の結果，高CO₂処理は品種・窒素レベルによらず，メタン生成量を平均で約32.8 %増加させた．また，CO₂濃度と窒素施肥の交互作用は有意ではなく，両者が相加的に生成量，ひいては発生量を増加させることが明らかになった．さらに酸化量は生成量に伴って増減する傾向を示した.キーワード：二酸化炭素,メタン,地球温暖化土壌パイプが閉塞した際の斜面の水文応答山崎琢平¹,井本博美²,濱本昌一郎¹,西村　拓¹ ¹東京大学院・²東京大学土壌パイプ末端の閉塞に伴う斜面，および土壌パイプ内の流れの変化を明らかにするため，人工的に土壌パイプを埋設した傾斜土槽を用いた降雨実験を行った．流出口に開放された開放土壌パイプは降雨時に斜面の水みちとなって排水を促進し，パイプ内部では開水路流が形成された．パイプ出口を人工的に封鎖するとパイプ内部に残った空気が外部へ移動できなくなり周囲の土壌からの水の侵入増加を阻害，その結果パイプの通水量は閉塞前後で変化しなかった.キーワード:土壌パイプ,パイプ閉塞,地下水面,封入空気,室内実験南ベトナム地域の粘性土の団粒安定性Nguyen Thi Ca¹,井本博美²,濱本昌一郎¹,西村　拓¹ 1東京大学院・²東京大学In this study, effects of initial moisture condition and clod size on aggregate stability were studied. Four clayey soils were taken in the south of Viet Nam.  Clod of the two sizes, 2 – 5 and 5 – 10 mm, showed similar behavior of breakdown.  Air dried soils showed serious breakdown of aggregates under fast wetting, except for acid sulfate soil (ASS), whereas, aggregates remained stable when they were treated with slow wetting and mechanical breakdown in most soils at different moisture conditions.キーワード：スレーキング,水分条件,団粒径,遅い浸潤,機械的破壊有機物が土壌中の重金属可給性に及ぼす影響金森拓也,堀野治彦,櫻井伸治,中桐貴生大阪府立大学大学院短期的措置であっても重金属汚染土壌でリスクのない作物生産を可能とする土壌水管理を目的に，Cu,  Cd,  Pbを対象としたバッチ試験を行い，有機物が重金属の移行特性や化学形態に及ぼす影響を検証した.その結果,牛ふん堆肥の添加が重金属の不溶化・不動化に有効であることが示唆された.キーワード：重金属,有機物,移行特性,化学形態,不動化傾斜枠末端の流出滞留水定量化の試み坂西研二「,綽宏二郎²,芝山道郎「,神田英司「,板橋　直3 ,阿部　薫3 ,木村昭彦4 ¹鹿児島大学· ²鹿児島大学大学院（現鹿児島市役所） ³農研機構　農業環境変動研究センター・4木村応用工芸土のヒートパイプ現象を利用した地表–地中間の熱輸送装置の開発百瀬年彦石川県立大学適度に湿った土は，減圧条件下で，金属と同程度の熱伝導率を持つ.この土の熱伝導率の劇的な増加は，土の中の個々の間隙がヒートパイプとして機能し，土全体にひとつながりのヒートパイプ現象を引き起こすことに起因する．本研究では，土が大きな熱輸送を行える新素材となりうることに箸目し，土を利用した熱輸送装置を製作しつつ新しい地中熱利用技術としての可能性を探る.キーワード:ヒートパイプ,土の熱伝導率,地中熱利用降雨時に自動でインターバル撮影を行なうカメラを,黒ボク土壌の傾斜枠下端に設置し，その画像解析により滞留水の体積を推定した．ある流出イベントでは，最大10分間降雨量約4.5 mm（画場内降雨総量約11.5 ×10 4 cm³）に対し，その直後に観測された最大滞留水体積は2.2 × 10 4 cm³と推定された．全5回のイベント中比較的大きな流出について，10分間の実測降雨量と流出量および推定滞留水体積の前後10分間の差分とから推算した流出率は，11.9 ～ 59.3 %だった.キーワード:インターバル撮影,土壌流出,降雨,傾斜枠間隙水圧の減少による土塊の崩壊に関する研究（II）松浦　完¹ ,西村直正² ¹岐阜大学院· ²岐阜大学前報において，炉乾土と湿潤土の浸水処理・浸水減圧処理による崩壊に逢いが見られるという結果が得られた．これに対して本研究では，浸水処理・浸水減圧処理において土塊がなぜ崩壊するのかに焦点を当て実験を行なった．脱気飽和処理を行なって内封空気を取り除いた供試体を用いて前報と同様の減圧処理を行なったところ，崩壊は見られなかった．このことから，スレーキングや減圧による土塊の崩壊は内封空気に原因があることが明らかになった.キーワード: 問: 成圧, COSMOSの水分測定精度の評価手法について徳本家康¹, Marek Zreda²,宮本英揮¹,長　裕幸¹ ¹佐賀大学· ²アリゾナ大学宇宙線中性子を利用した広域土壌水分計COSMOSは，センサープロープから半径300 m内の地表面の高速中性子を測定することで土壌面近傍の平均体積含水率(θ)を観測できるが，土壌条件や植生によってθ校正式の補正を必要とする．本研究では，テキサス州の石礫を多く含むカースト地形において，COSMOSと中性子水分計によるθの比較および石礫土壌の採取法により, COSMOSの水分測定精度の評価手法について検討した.キーワード: COSMOS,宇宙線中性子,石礫土壌蒸散速度と蒸発散速度の日周期変化大西一平「,坂井　勝「,取出伸夫「,成毛千尋² ¹三重大学大学院· ² Utah State Universityガラス室内でマルチの有無を与えたダイズポット栽培を対象にポットの重量変化より蒸散速度（T。）と蒸発散速度（ETg）の日周期変化を測定した．Tgが相対的に大きな条件のため，発芽後１ヶ月以降T a /ET aの日周期変化を示した.水ストレスのない条件より生育期間の可能蒸散速度（T p ）と可能蒸発散速度（ET p ）の比の変化を推定した．また，蒸散ポットより先に蒸発散ポットの水ストレスが生じ始めた期間のET 。をT 。と見なしてT a / T pの日周期変化を得た.キーワード:蒸散速度,蒸発散速度,日周期変化自作GISデータと既存GISデータを用いた解析—平野七恵¹,江口定夫¹,板橋　直¹,吉川省子¹,神山和則1 ,大内孝雄2 ,松森堅治3 ¹農研機構　農業環境変動研究センター ²茨城県霞ケ浦環境科学センター ³農研機構　西日本農業研究センター霞ヶ浦の北浦に注ぐ鉾田川は硝酸態室蒸濃度が高く,その原因の解明が求められている．本研究では，2種類のGISデータを使用して，鉾田地域を対象に地下水中の硝酸態窒素濃度と土地利用の関係を調査した．空中写真から自作したGISデータにより，既存のGISデータでは区別できない施設畑の面積が露地畑に匹敵すること，台地上の水田面積が既存GISデータでは過小評価されていること，また，地下水中の硝酸態室素濃度と井戸周辺の畑面積率は，有意ではないが正の相関を示すことを明らかにした.キーワード：硝酸態窒素,地下水,土地利用, QGIS,空中写真土壌水中窒素の濃度分布と収支西田和弘,金子智史,奥長知之,塩沢  昌,吉田修一郎東京大学大学院施肥量の異なる畑地根圏内の土壌水中の全窒素濃度を測定し，土壌水中の全室素濃度・窒素量の鉛直分布，土壤水中の窒素収支が，季節・施肥条件によってどのように変化するかを調べた．その結果，施肥量の大小・有無によらず，夏期に土壌水中の窒素濃度・量が著しく上昇することがわかった．これは，作物による窒素吸収が無く，無機化が盛んなためであると考えられた.キーワード:土壌水中の窒素濃度,窒素収支,畑地酸塩基滴定曲線を用いたCECとAECのpH依存性の推定松岡健介,取出伸夫三重大学大学院3種類の土の懸濁液の酸塩基滴定曲線に対して変異荷電モデルを用いた逆解析を行い，CECとAECのpH依存性の推定を行った．変異正負荷電にそれぞれ3種類の反応基を用いた滴定曲線の計算値は実測値と良く一致し，pH 4 – 8の領域では既往の黒ボク土の変異荷電特性に近い推定値が得られた．今後，様々な土の滴定曲線を用いた推定値を蓄積することにより，逆解析に対してより適切な初期値を土に応じて与えることが可能となり,推定が容易になると考えられる.キーワード: CEC, AEC, pH依存性,逆解析,変異荷電モデルベトナム紅河デルタの水田において栽植密度とケイ酸肥料施用が収量に及ぼす効果稲垣郁哉¹,中村公人¹,長谷川清善²,福田真司²,平田純也²,小松宏隆², Le Xuan Quang ³, Pham Thanh Hai 4 , Nguyen Dang Ha 5 , Tran Hung 3 ¹京都大学院· ²キタイ設計3 Institute of Water Environment · 4 ThuyLoi University 5 Investment Construction Management Board No3ベトナムは米の主要な生産国であり，今後は生産性と品質の更なる向上が必要とされる．本研究では，ベトナムの紅河デルタを対象に栽植密度ととくにケイ酸肥料の管理がイネの生育，収量，イネ中のケイ酸濃度に与える影響を調査した．栽植密度が小さく，ケイ酸肥料を施用した試験区ほどイネ中のケイ酸濃度は上昇し，穂数，积数，登熟歩合の増加が確認された.キーワード：コメ,収量,ケイ酸,ベトナム撥水性を有する雑草焼却灰を混入したマサ土の水分移動特性藤巻晴行「,東新十三² ¹鳥取大学· ² E · Mテクノロジー授水性を有する雑草焼却灰の混入が土壌の水分移動特性に及ぼす影響を調べた．混入率がわずか５％であっても不飽和透水係数が1オーダー程度低下するとともに,低サクションにおける水分が低下した．混入率10 %ではより顕著な影響が見られた.キーワード：撥水性放射性セシウム汚染畑地土壌におけるカリウムの挙動漢本昌一郎「,田渕莞士「,二瓶直登「,平山孝2 ,江口哲也³,久保堅司³,西村拓¹ ¹東京大学大学院· ²福島県農業総合センター 3農研機構　東北農業研究センター放射性セシウム（RCs）の作物への吸収抑制を目的とし，福島県では農地へのカリウム（K）増施の対策が講じられているが，施用効果の低い土壌が存在することが知られている．本研究では，K施肥によるRCs吸収抑制効果が低い土壌におけるK举動を明らかにすることを目的として，放射性同位体（42K）をトレーサーとしたカラム実験を実施した.キーワード:カリウム,放射性セシウム,畑地土壌,挙動圃場飽和透水係数の原位置測定法開発登尾浩助¹ ,伊東雄樹² ,小島悠揮³ ,塩澤夢久¹,溝口　勝4 ¹明治大学・²明治大学大学院³岐阜大学・4東京大学大学院未汚染マサ土を使った重機による客土が行われた除染後の水田では，排水不良箇所が多数見られる．効果的な排水改良には透水係数の空間分布を把握する必要がある。圃場飽和透水係数K rを原位置において測定する簡易測定法を開発した．本測定法による不耕起の関東ローム圃場ではK fs = 5.80 × 10− 3 cm s− 1となり，実験室で測定した乱さない土壌試料のK s = 5.73 × 10− 3 cm s− 1とよく一致した.キーワード：自動測定,浸潤速度,排水不良,関東ローム津波被災農地の地下水観測（2）千葉克己¹,宮内敏郎²,加藤　幸³ 1宮城大学・²日本総合地覧・³弘前大学東北地方太平洋沖地震で地盤が沈下した沿岸部の津波被災農地は，復旧後も塩分濃度が高い地下水の水位上昇によって塩害が発生する恐れがある．このため，復旧後の圃場においてCTDセンサとES-2センサを用い地下水の水位変化や竜気伝導度を観測した．その結果，非湛水状態では降雨の浸透が淡水レンズの形成に重要であること，湛水状態では入水後に形成された淡水レンズが維持され，塩害の発生を抑制すると考えられた．キーワード:津波被災農地,塩害対策,地下水モニタリンが秋耕起の浅化による黒ボク土壌水田からのメタン放出量の削減1中嶋美幸, ²程 為国¹農研機構　東北農研センター・²山形大学東北農研内の黒ボク土壌水田では，秋の耕起深を変化させても翌年のメタン放出量に変化は見られなかった.本試験において排水性のよい黒ボク圃場からのメタン放出量は休耕期の気温に強く影響され，休耕期の土壌水分量が投入有機物の分解に与える影響は相対的に小さいと考えられる.キーワード:メタン放出量,寒冷地水田,火山灰土壌,休耕期条件HYDRUS-3Dを用いたFOEAS設置圃場における暗渠近傍の3次元水分移動の数値計算坂井　勝,池田和弥,取出伸夫三重大学大学院暗渠と弾丸暗渠が直交するFOEAS設置圖場について，HYDRUS-3Dを用いた数値計算を行い，降雨浸透過程における暗渠近傍および弾丸暗渠への3次元の水分移動を評価することを目的とした．そして，心土層の排水性が，暗渠への排水経路とタイミングに与える影響を明らかにした.キーワード: FOEAS, HYDRUS-3D,弾丸暗渠,数値計算堆積岩山地における地下水流出過程の検討楠本宏平1 ,中村公人1 ,小杉賢一朗1 ,勝山正則2 ,糸数 哲¹ ,正岡直也¹ ,川島茂人¹ ¹京都大学大学院・²京都大学地下水は偏在性が高く，地上部の流域面積が地下部の流域面積を反映していない可能性がある．本研究では，複数の集水域を有する山地での多点の地下水位および地下水水質から地下水流出過程を推察した.その結果,地上部流域面積の範囲外の帯水層を通した地下水流出過程の存在が示唆され，流域面積を扱う際に地下部流域面積を考慮する必要性があることがわかった.キーワード：流域面積,地下水流出,帯水層,地下水位,水質フラックス制限型乾燥ストレスの評価末継 淳,藤巻晴行,井上光弘鳥取大学蒸散量変化に基づく吸水モデルが適用可能な植物においても，乾燥ストレスがフラックス制限によって起こる場合では，サクション制限による乾燥ストレスの評価関数を用いることが困難になる．本研究では，pF 2.0未満でも著しく低い不飽和透水係数を示す鳥取砂丘砂と，高サクションでも不飽和透水係数が低下しにくい関東ローム（茨城県つくば市）を用いてトマト（CF桃太郎ヨーク）の栽培実験を行い，その結果からフラックス制限型乾燥ストレスの評価法を検討した.キーワード:乾燥ストレス,フラックス制限型ストレス,サクション制限型ストレス,蒸散マトリックポテンシャルセンサの試作小島悠揮「,登尾浩助²,溝口　勝³,川原圭博³ 1岐阜大学· ²明治大学· ³東京大学大学院双子プロープ熱パルス(DPHP)法を用いた安価で簡単に測定できるマトリックポテンシャル（Ψm）センサを開発した．DPHP法で測定した多孔質体の熱伝導率は，体積熱容量よりも微小な水分量の変化を感知することができ，Ψmの推定に適していた．このセンサによって−60 m H₂O程度までのψmが測定可能であった．今後は多孔質体の改良により精度の向上が期待される.キーワード:マトリックポテンシャル,双子プローブ熱パルス,低コストセンサ開発低濃度におけるストロンチウムの粘土への吸着Zigong Ning ¹ , Munehide Ishiguro ¹ , Luuk K. Koopal ², Tsutomu Sato 3 ¹北海道大学大学院· ² Wageningen University ³北海道大学Sr 2+ adsorption on kaolinite, illite and vermiculite at low Sr 2+ concentration under the different concentrations of NaCl solution was measured by the batch method.  The calculated distribution coefficients (KD) was constant at low Sr 2+ concentration but decreased with increasing Sr 2+ concentration.  The Sr 2+  isotherms could be fitted well to the Langmuir adsorption equation, but the adsorption con- stant, KL, should be interpreted as conditional constant de- pending on the Na + concentration because of competition between Sr 2+ and Na+ for the adsorption sites.キーワード：吸着新潟大学水田の暗渠は，余剰な土壌水排除のために不可欠な施設である。近年，暗渠は排水のみならず地下灌漑にも利用されてきた．ただし，土壌の物理環境と水稲生育の相関性，暗渠管内外の流れ環境については不明な点が残されている。ここでは，昨年に引き続き，土壌の物理性観測と水稲生育の相関性，および暗渠管内流量について現地観測を踏まえて考察する.キーワード：暗渠,地下灌漑,土壌温度,地下水位,マニング式
小島悠揮 l市街地から脇道に入り10分ほど山を登ると，見渡す限り一面キャベツ畑が広がっていた．群馬県吾妻群塘恋村のキャベツ生産現場は，いくら車で走ってもキャベツ畑しかなく，その規模の大きさに感動したのを覚えている.今から既に10年ほど前の話だが，修士課程の2年間は研究のためにほぼ毎月のようにこの矯恋村に通った.嬬恋村での研究内容は，ICTを用いてキャベツ圃場のリアルタイムモニタリングを行い，開場の精密管理を目指す，というものだった．今でこそ農業ICTやスマート農業と呼ばれるICTを活かした作物栽培が注目を集め,またセンサ同士が無線通信によってつながり圃場内のぼらつきを把握するセンサネット技術も広く知られるようになった．しかし当時はまだICTという言葉が開こえ始めてきた頃で，ICTを農業に活かそうという考えは革新的だったのだと思う．私の修士論文では土壌水分量に着目し，土壌水分センサをキャベツ畑に設置し，フィールドサーバと呼ばれる機器によりインターネット回線を介してサーバ上に測定データをリアルタイムで転送した.そしてそのデータを解析して生産者に有益な情報を提供することが最終的な目的であった．当時嬬恋村のキャベツ栽培では，多くの畑が斜面上に存在するために土壌侵食が大きな問題となっていた．また，湿害による生産量減少と，逆に豊作時の価格調整を目的とした廃棄も問磨視され，安定的な生産の実現が求められていた．そのため，まずはキャベツ畑の土壌水分動態と水収支を明らかにし，安定生産と土壌侵食防止に向けた基礎的知見を築くことにした（小島ら, 2015).そしてその翌年には圃場内の多数箇所にセンサを設置し，Bluetooth通信でデータを回収する土壌水分センサネットを構築することで，圃場内の土壌水分量のぼらつきを評価した（小島ら， 2016).更に，当時打ち上げられて間もなかった人工衛星ALOSに搭載された合成開ロレーダPALSARを用いて，キャベツ圃場内の土壌水分分布を空から推定する取り組みも行った（Kojima et al., 2016a）.嬬恋村での２年間を通して，いくつかの知見を得ることができた．麺恋村のキャベツ畑では降水量が蒸発散量を大きく上回っており，高い土壌水分量が栽培期間を通して維持されていた．このことが湿害を高頻度で引き起こす原因であると考えられた．加えて夜間の結露によって土壌に水分が供給されている可能性や，冬季積雪下にある未凍結土壌の水分量が日変動を示すという興味深い現象も発見できた．また，フィールドサーバによって撮影される圃場のリアルタイム画像はデータ解釈に役立ち，ICTが農学研究において有効なツールであることを示すことができた.その一方で，回収したデータを生産者の役に立つ形で提供することの難しさも感じた．水収支や土壌水分動態を明らかにしたが，それを土壌侵食問題やキャベツ安定生産にどう役に立たせられるかはわからなかった．また，当時は機器が高額で，簡単に営農に導入できるような技術でもなかった.昨年度，最新ICTを用いて低コスト土壌水分センサを開発するプロジェクトに従事した．印刷技術を応用して薄膜フィルム上に作成した竜極とスマートフォンやタブレットなどに使用される静竜容量測定回路を用いて土壌水分プロファイルプロープを開発し，土壌水分センサの低コスト化に成功した(Kojima et al., 2016b).  10年前は高額過ぎて生産者による活用が非現実的だった農業ICT技術は，多数の企業が参入するビジネスチャンスとなった．私の参加した研究プロジェクトでもベンチャー企業が立ち上がり，開発した土壌水分センサの商品化を進めている．しかし，センサの低コスト化が進んだとは言え，直接的に生産者に役立つデータの利用は現在でも課題であると感じた．土壌水分量を測って何に使うのか．灌漑計画に役立てたい，という声を良く開くが，土壌の乾燥状態は土壌水分量のみでは知ることができない．圃場の精密管理は，マトリックポテンシャルや蒸散量など，包括的な測定ができて初めて実現するのではないだろうか.そう考えると農業ICTの導入コストは未だに高く,費用対効果をこれからどのように向上させていくのかが重要な課題である.ところで，前回土粒子（小島, 2015）を執筆した時の私は米国で博士課程の学生をしていた．あれから２年が経ち，今回土壌物理学会賞を頂いた縁で再び執筆の機会を与えて頂いたが、その間に大きな環境の変化があった.アイオワ州立大学卒業後，東京大学の溝口勝先生の下で研究員として前述のプロジェクトに従事した.そしてその10か月後の平成28年4月から，緑あって岐阜大学工学部の教員として着任し現在に至っている．以前の土木工学にあたる社会基盤工学分野の教員である。学部時代からずっと農学部に所属してきた私が，工学部の教員になるとは思ってもいなかった．しかし考えてみれぼ博士論文では作物を扱っておらず，自分は農学というよりも土壌物理学に魅せられており，土壌物理学研究ができれぼ何処でも大丈夫だと特に気にすることなく岐阜にやってきた．実際これまでのところ問題なく業務に取り組めているが，それでも一つだけ気になったのが研究への考え方の違いだった．米国で土壌科学という“科学”を名前に含む専攻で6年間過ごしてきた私は，研究とは人類の発展のために知識を積み重ねてゆく作業であり，今すぐに役に立つことでなくても研究成果が論文として保存されることが重要と考えていた．日本に帰り，久々に農学の研究発表を開いた時，ずいぶんと実学的だと感じた．しかし，実学的だと思っていた農学より，工学は更に実学的だった．実用的・実務的であることが重要で，現象の理解はそこまで重要視されていないようにも感じた．どうしてそうなるのか，が知りたい私としてはモヤモヤすることもあったが，それでも新しい環境に身を置くと勉強になることが多く，選んだ道を後悔はしていない.土壌汚染や廃棄物処理,堤防·斜面の安定性などの研究発表を開く度に，こんな研究があるのか，ここに土壤物理学が活かせるかもしれない，と興奮することが多い.自分の世界が広がってゆくのを毎日のように感じながら，日々楽しく仕事ができている．最後になるが，今回岐阜大学に来るきっかけとなったのは，約8年前の米国土壌科学会大会でのこの就職をお世話頂いた方との出会いだった．そのとき一度しかお会いしていなかったので，まさか覚えて頂けているとは思わなかった．もしくは覚えていたのではなく，２年前の土粒子を読んで思い出して下さったのかもしれない．そう考えると，２年前まだ学生だった私に土粒子を執筆する機会を与えて頂いたことには感謝が尽きない．また米国留学中，当時学会員ではなかった私に「日本へのアピールも忘れてはならない．土壌物理学会の会員になり，日本の情報を得て自身のことを発信しなさい」とアドバイスを下さった三重大学の取出伸夫先生にも御礼を申し上げたい．私は学会での活動によって今の仕事に就けたと思っている．以前ある学生から「学会に出る意義はネットワーキングだと言うが，出たところで知り合いが増えない」という声を聴いたことがある．思い返してみると，私が学会で多くの研究者の方々に出会うことができたのは，やはり指導教員の先生方が学会中に私を連れまわして知人を紹介して下さったからであった．研究者を目指したい，という学生がいたら，これからは私が連れまわして彼らのネットワークを広げる手伝いをしたいと考えている．そうすることが学会を盛り上げることにつながるであろうし，ひいては土壌物理学分野の若手研究者が仕事を得る一助になるかもしれない．取り留めのない話になってしまったが，今回貴重な機会を与えて下さった編集委員の皆様に感謝し，結びにしたいと思う.小島悠揮(2015):アイオワでの学生生活を振り返って.土壌の物理性, 129: 51–53.小島悠輝,三石正一,溝口勝(2015):気象・土壌観測データと現地画像をリンクした農地ICTモニタリングの有効性—高冷地キャベツ畑における解析事例.土壌の物理性, 131: 5–13.小島悠揮,山下彰香,伊藤哲,三石正一,溝口勝(2016):フィールドルータを用いたセンサネットシステムによる畑表層の多点土壌水分測定.土壌の物理性, 133:19–27. Kojima, Y., Oki, K., Noborio, K. and Mizoguchi, M. (2016a) : Estimating soil moisture distributions across small farm fields with ALOS/PALSAR. ISRN, Article ID 4203783. Kojima, Y., Shigeta, R., Miyamoto, N., Shirahama, Y., Nishioka, K., Mizoguchi, M. and Kawahara, Y. (2016b) : Low-cost soil moisture profile probe using thin-film capacitors and a capac- itive touch sensor. Sensors, 16(8): 1292.
開發一郎 1 A report of soil moisture workshop 2016 Ichirow KAIHOTSU¹ 2016年12月10日（土）にキャンパスイノベーションセンター（東京工業大学田町キャンパスビルの広島大学東京オフィス会議室）で2016土壌水分ワークショップが実施された．2008年から開催され，今回で通算9回目となる本ワークショップ（WS）は，地球科学・土壌物理学・土木工学・林学他の研究分野の土壌水分に関係した研究者が参加してきた．今回も土壌物理学会の後接（一般社団法人水文・水資源学会と公益社団法人日本地下水学会も後授）により開催され，参加者は41名であった.以下に実施内容を報告する.発表は招待講演が2つ，一般発表が11の計13（Table 1）であり，発表時間は招待講演が35分（口頭発表時間: 25分，質疑応答：10分），一般発表が20分（口頭発表時間: 25分，質疑応答: 10分）であった．以下に，発表内容の概要を示す.土壌水分測定のための技術報告は2つあり， 1つは最新のTDT（time domain transmissivity：時間領域伝搬速度法）土壌水分プロープの測定精度の野外測定テスト結果，もう一つ（招待講演）は静竜容量式の経済的・簡便なセンサーの開発についてであった．どちらのセンサーも用途に応じて実用的であることが示された．また，土壌水分と熱伝導率の関係の再現計算や熱慣性から土壌水分を推定する高度な計算の報告があった．さらに，超伝導重力計から土壌水分変化を捉える試みや水稲生育促進のための地下灌漑の工夫，土壌水分量からダイズ栽培圃場の蒸発散の推定を行なった研究，さらには水収支法から水田の浸透速度を推定した野外研究の報告がなされた.いずれも真摯な研究取り組みであり，種々の質問が飛び交い，活発な議論が行なわれた．複数の地球観測衛星センサーを利用した全球土壌水分マップ作製の報告や微小重力下での形状の異なるガラス管内の水の挙動の実験結果，縄文時代の三内丸山遺跡保存のための水の浸透に関する調査報告，さらには土壌水分データの温度補正を自動的に行なう試みも報告された．全球土壌水分マップ作成の研究では国内の土壌水分分布の推定（従来にない推定）も行われ，微小重力下での形状の異なるガラス管内の水の挙動の研究では更なる解析次第では土壌物理的により知見が深まる可能性もあり，いずれも大変興味深いものであった．最後に，もうーつの招待講演では2011年の東日本大震災に伴う福島の原発事故から6年の放射性セシウムの挙動に関する報告がなされ，土壌水分と関係付けて議論がなされた．なお，2011土壌水分ワークショップにおいては，東日本大震災による地震津波被災の土壌に関する特別セッションを設け，土壌水分汚染から自然災害と社会の関係を考察することの重要性が議論された．今後，この汚染土壌中の放射性セシウムの研究活動を続けることは社会的に大変重要であり，研究者としてさらにどのように関与していくのかを考えさせられる内容であった.前述のように，本ワークショップの開催は通算9回に及んだが，今回2016年度を以て終わりとすることになった．土壌水分に関係した種々の分野の研究者が横断的に一堂に会して研究交流を行い，異なる視点で土壌水分研究を行う意義や役割を見出す場になったと思われる．特に，土壌水分測定の機器や測定方法の開発および点から全球の土壌水分測定・データ利用に関しての議論は大いに参考になったと思われる．これまでの発表数は100を越えており，研究コミュニティーとしては約120名の規模に達している．今後は別の形でこのような場を設ける可能性も高いが，異分野交流の場を継続することは，土壤水分研究の更なる進展に貢献できると考える.なお,例年通り，2017年2月には2016土壌水分ワークショップ論文集が刊行された.最後にこれまで本ワークショップに参加・発表された研究者・関係者の方々や本ワークショップの実行委員および編集委員の方々，さらには後援をいただいた関係団体（一般社団法人水文・水資源学会，土壌物理学会，公益社団法人日本地下水学会）と会場提供の広島大学東京オフィスに深い謝意を表したい.
I. 2016（H28）年度　第4回評議員会時: 2017年1月12日～ 1月20日日開催形式：メール会議出席委員：中辻敏朗，塚本康貴，安中武幸，千葉克己，加藤英孝，原口暢朗，西村　拓，宮本輝仁，北川　巌，渡辺晋生，小杉賢一朗，諸泉利嗣，森　也寸志，望月秀俊，宮本英揮,伊藤祐二,武藤由子,吉川省子（委員18名中18名参加：成立）審議事項1.次期会長を北海道大学石黒宗秀氏とする事務局案が承認された.報告事項1. 「高分子と水・分離に関する研究会および2016年度界面動電現象研究会」を協賛する.主催団体：高分子学会、界面動電現象研究会日時等：2017年３月６日筑波大学東京キャンパス文京校舎II. 2016（H28）年度　第３回編集委員会開催形式：メール会議時：質疑応答・討論山2017年２月２日～２月12日採決2016年2月13日～ 2月15日出席委員：取出伸夫，小杉賢一朗，千葉克己，釣田竜也,中川啓,中辻敏朗,橋本洋平,諸泉利嗣，宮本輝仁，望月秀俊，吉田修一郎（委員11名中11名参加：成立）議題1.編集委員長より提案のあった「土壌の物理性135号」の発行計画が全会一致で承認された報告1.編集幹事より，現在の閲読の進行状況が報告された. III.会員消息（2017年2月3日まで，敬称略）
124号から135号までの4年間，編集委員長を務めさせて頂きました．任期期間中，編集委員，査読頂いた皆様，その他多くの方々にご協力頂きました．この場を借りて御礼申し上げます.今号はシンポジウム特集として「福島放射性物質汚染の現状と課題」を取り上げました．シンポジウム特集としては、126号の「放射性物質問題—土壌物理に求められること― 」に続く2回目の放射性物質汚染特集となります.東日本大震災から６年の歳月が経ち,日常の生活では福島の問題は忘れられがちになっています．しかし，原発事故以来測定されてきたデータを見ると，この災害の記録と解析の継続は，我々研究者の責任なのだと改めて痛感させられました．放射線量の減衰データは，半減期30年の理論に良く合致しており，我々の子供や孫の世代まで引き継がれる問題であることも再確認されます.一方,データをよく見ると,土粒子に強く吸着されて動かないセシウムだけではなく，有機物に吸着した後に分解されて，コロイド粒子と一緒に動く形態などの詳細も明らかになってきます.今号に掲載されているデータは，出来るだけ多くの皆さんに，科学的な視点で考えて頂きたいと思います.貴重なデータを整理して提供頂いた講演者の皆様，ありがとうございました. 4年間の任期の間に，原稿の竜子化とWeb掲載の環境を整えることが出来ました．溝口前会長のご尽力もあり，様々な機能を持った最新の環境が整えられています.土壌物理学会のみならず中・小規模の学会は，会員数，投稿原稿の減少が共通の悩みです．近い将来，土壌の物理性も完全電子ジャーナルへの移行が必要となることも予想されますが，その準備はほぼ出来ています．また，実験や計算結果の動画，測定データ，HYDRUSのプロジェクトなどを論文と一緒にダウンロードすることができます.こうした論文の付加価値を高める機能は，議論や情報交換を行いやすい環境を与えます.質の良い情報の発信を続けることにより，今まで以上に他分野の方々からも注目される土壌の物理性になることを確信しています.もちろん今後の発展のためには，会員の皆さんの協力は不可欠ですので，是非，土壌の物理性に投稿頂き，情報を世界に向けて発信して下さい.よろしくお願いします.最後に，私は，土壌の物理性の任期とほぼ同じく，2004年1月から務めてきたVadoze Zone Journal（VZJ）の編集委員を2016年末に退任しました．これからも，土壌の物理性やVZJに論文を投稿する立場で積極的に関わっていきたいと思いますので，今後ともよろしくお願いします.取出伸夫（編集委員長）
第１条本学会辻捷物理学会（Japanese Society of Soil Physics）と称する。第２条本学会は土壌物理に関する研究の進歩と普及を図り，農業技術および環境科学の発展に貢献することを目的とする.第３条本学会はその目的を達成するために次の事業を行う. (1)研究発表会，討論会および見学会などの開催(2)学会誌「土壌の物理性（Journal of the Japanese Society of Soil Physics）」並びにその他の印刷物の発行(3)内外の研究,技術の交流および他の学会,諸団体との協力(4)優れた論文に対する表彰(5)その他，本学会の目的を達成するために必要な事業第４条本学会の会員は，正会員，シニア会員（これまで正会員,アニメンスの,ニュースのコンス（ニュース）であって60歳以上の常勤職に就いていない者)，学生会、1974 to sex success of the p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.
第6条本学会に次の役員をおく．任期は2年とする．ただし, 3期連続の重任は認めない。選出方法は次による. (1)会長1名，副会長1名，編集委員長1名
       正会員の中から評議員会によって選出される. (2)評議員イ15名正会員の中から選挙によって選出される.ロ３名以内を会長が正会員の中から委嘱する. (3)会計監査2名正会員の中から評議員会によって選出される. (4)幹事若干名第７条会計の産業等を導入する。
第７条会長は毎年１回以上総会並びに評議員会を招集する。
 （1）総会は本学会の最高議決機関であって，事業計画，予算法算，会則の変更等を決定する。総会は正会員，シニア(2)評議員会は，会員の選挙によらない役員の選出，総会議案，その他の重要事項を検討する。評議員会の議長は会長がこれにあたる. (3)総会および評議員会の議決は委任状を含む多数決とする。ただし，会則の変更は，総会出席者の3分の2以上の賛成を要する.第８条本学会の会務は，評議員会および総会の議を経て，会長，副会長，編集委員長および幹事がこれを執行する。会務執行に必要な規程は別に定める.第９条本学会に次の委員会をおく. (1)選挙管理委員会正会員の中から評議員会によって選出され、本学会の評議員選挙を管理する. (2)編集委員会正会員の中から評議員会によって選出される委員によって構成され、学会誌その他の印刷物の編集に当たる. (3) 学会賞選考委員会
      正会員の中から評議員会によって選出される委員によっ
第10条本学会の経費は会費その他の収入を持ってあてる. 本学会の会計年度は毎年４月１日に始まり翌年３月３1日に終わる.附則(1)本学会の連絡先は，これを当分の間次に置く.細則〒113-8657 東京都文京区弥生1-1-1（2）本会則は，2011年4月1日より施行する. (2011.10.28改正) (1)シニア会員1）シニア会員は，これまで正会員であって60歳以上の常勤職に就いていない者2）シニア会員への変更は，資格を有する会員からの申告を受け，評議員会の承認を受ける．原則として申告された3)年度から適応するが，当該年度中に有資格となった場合は，次年度から適応する。
シニア会員の権利は正会員に準ずる。ただし，会則第6条で定める役員および第9条で定める委員会委員に就くことはできない. (2011.10.28制定) 1.筆頭著者は本学会会員であること2.投稿原稿の区分と規定ページは下記による. 1） 「論文」（Original papers）:独創性があり，土壌の物理性に関する研究および技術の進歩に寄与すると見なされるもの.一編ごとに論文としての構成を整えていて，他誌に未発表のものに限る．規定ページを刷り上がり6ページ以内とする. 「研究ノート」 (Notes)：土壌の物理性に関する新しい事実や研究方法の改良などの短い報告で，独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4ページ以内とする. 「総説」 (Reviews)：土壌の物理性に関する主題に3)ついて，それまでの研究を総括し，今後の発展方向, 2014, 2015.以内とする. 4) 「解説」（Lectures）：土壌の物理性に関する諸事項の理解を計るための平易な解説。ならびに研究技術の普及交換を進めるための紹介など.規定ページを刷り上がり6ページ以内とする. 「研究紹介」（My research）:現在行っている研究。 5)他の学会誌等に掲載された論文，研究上の工夫などについての平易な紹介。規定ページを刷り上がり6ページ以内とする. 6) 「資料」（Miscellaneous）：広く会員の参考となる。報告や情報　規定ページを刷り上がり6ページ以内とする. 7) 「土粒子」（Readers' column）:「土壌の物理性」周辺のことについての随想や意見など、規定ペーシを刷り上がり2ページ以内とする. 8)を導け、「Lecture series）：「解説」と本質的な違い
はないが，特に編集委員会が企画して複数回にわたって行うものを指す。規定ページを刷り上がり6ページ以内とする. 9) 「特集」（Topics）:「解説」「総説」「論文」「研究ノート」が混在したもので，特に編集委員会が企画して複数回にわたって行うものを指す。規定ページを刷り上がり6ページ以内（「研究ノート」では4ページ以内）とする. 10) 「書評」 (Book reviews)：規定ページを刷り上がり2ベージ以内とする. 11) 「巻頭言」（Foreword）:規定ページを刷り上がり
2ページ以内とする.
なお，上記区分において，編集委員会が会員または
会員以外に投稿依頼することがある。 3.原稿の採否は編集委員会が決定する。編集委員会は,「論文」および「研究ノート」については２名，その他の投稿原稿には１名の関読者を選んで閲読を依頼する。ただし, 「土粒子」「書評」「巻頭言」については，この限りでない
投稿原稿が2．に記す規定ページを越える場合には，1 4.  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，カラ一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，図表合む）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竜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, 2019著者に対して修正を求めた原稿が，特別な事情なく6ヶ7.月以内に再提出されないときは取り下げと見なす著者校正は初校のみとする。また，特に申し出がない限8.り印刷ずみの原稿は返さない. 9. #4掲載された論文等のPDFファイルを著者に贈呈する.た。著者は別別りを臼叫棄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,東京を中心に入れたため上げている。  「「三にも南」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,アーバー,アーミング(C) 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. (2015.10. 24改正) 1.原稿は，日本語または英語で執筆する。 2.日本語の原稿は、A4判,  25字, 26行とし, 上下左右
    に30 mm以上の余白をとる（4枚で1ページになる）.
3.日本語の投稿原稿（ただし，書評は除く）は，はじめに日本語で表題，著者名を書き，そのあとに英語で表題と著者名（フルネーム）を書いてから本文を書き始める. per (1995)それ以降は固有名詞等，特に大文字が必要な場合を除き，ていた本細有名詞等，何に人文字が必要な場合を歌を，全て小文字とする。英語の著者名は名の1文字目および
姓の全てを大文字で記す。また，第1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を日本語で記す。
歴史  1944年（昭和44年）111 4.日本語の論文および研究ノートは，英語による表題・著者名と本文との間に英語で300 words程度のAbstractと5個以内のKey wordsを入れる. 5.日本語の投稿原稿（ただし，資料と土粒子，書評を除く）は、 7.英語の投稿原稿（ただし，書評は除く）は，Manuscript title,   Full name of authorsを書いてから本文を書き始める。著者名はFirst nameの1文字目およびFamily nameの全てを大文字で記す。また，第１ページ下の脚注に，Address of institutions of authorsおよびCorresponding authorを記す. 8.英語の論文および研究ノートは，Full name of authors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. 9.英語の投稿原稿（ただし，資料と土粒子,营辞は除く）人間の鉄道駅一覧 1970年（昭和40年）11月20日-  1970年（昭和4所在地，350字程度の要旨，5個以内のキーワードをつける。なお，著者が外国人のみのために日本語部分の作成が困難な場合，英語部分からの和訳により，編集委員会の責任でこれらを作成する. 10.英語の適正化はすべて著者の責任において行うこと.然科学論文の執筆や校正に経験のある英語のネイティプスピーカーによってチェックされている事が望ましい
11.関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，関読作業の効率化を図るため，本文に行番号13.音楽を5行毎に書き入れる.
13.音の見出しは1.1.1,  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し式名称とともに示す（例： 15.単位の使い方は，国際単位矛（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，鎖明なものを掲出する. 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とする.引用文献24.本文中で文献を引用する場合は，著者名（西暦），または（著者名，西暦）とする（例：Tanaka（1994）, (Nakamura and Suzuki, 1981)).著者が3名以上の場合は第１著者名のあとに一ら，またはet al.をつける(例：山田ら（1978),   (Tayler et al., 1945)). 25.引用文献社，本文のあとに著者名のABC順に書く．未,アルバ26.引用文献の書き方は以下のようにする. ＜雑誌＞森本 聡,永田 修,川本 健,長谷川周一(2009):泥炭林士壤の温室効果ガスの生成と消失土壌の物理性, 113: 3-12. Fujimaki, H., Ando, Y., Cui, Y. and Inoue, M. (2008): Parameter estimation of root water uptake model under salinity stress. Vadose Zone Journal, 7:  31- 38. Millington, R.J. and Quirk, J.P. (1959): Permeabil- ity of porous media. Nature, 183:  387-388, doi: 10.1038/183387a0. Bitteli, M., Flury, M. and Campbell, G.S. (2003):  A thermo dielectric analyzer to measure the freez- ing and moisture characteristic of porous me- dia. Water Resour. Res., 39(2):  W1041, doi: 10.1029/2001WR000930. <単行本> Tinker, P.B. and Nye, P.H. (2000): Solute movement in the rhizosphere, p.308. Oxford University Press, New York.土壌環境分析法編集委員会編(1997):土壌環境分析法, pp.129-138.博友社,東京.松森堅治(2005): 地理情報システムを用いた室表負荷予) 予測する, pp. 60-79.博友社,東京. Jury, W.A. (1996): Stochastic solute transport mod- eling trends and their potential compatibility with GIS. In Corwin, D.L. and Loague, K. (ed.) Appli- cation of GIS to the modeling of non-point source pollutants in the vadose zone, pp.57-67. SSSA Spe- cial Publication No. 48, Madison. < Webベージ> 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） 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]国際単位矛（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型はここには，土壌物理に特に関連の深い単位の使用型はここには，土壌物理に特に関連の深い単位の使用型はここには，土壌物理に特に関連の深い単位の使用型はここには，土壌物理に特に関連の深い単位の使用型は、用例を示す.
**  cm H₂Oは使わない.その他，疑問のあるものについては意見を開いて編集委員会で検討する. (2000. 3.10改正) 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生活をしている。 「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間であるかとうかで至年になっています。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, 関読者
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- (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）英文アプ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.とはない。しくに原稿を受け付けずそのまま返稿する場合があります. 4.関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ただし、満郎を改称します。 脚本原稿の価値は読者が判断するものであること. 2）関読は内容の批判や討議を行うものではないこと従って，見解の相違法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）関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.関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)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, which was a series of the companies場合には，関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2) 1名の総合判定はA ,もう1名はB (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） 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の関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)  します. (4)関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)  通説が述べられているだけで，新しい知見が全くな4) （）のと認めがたいもの. 7）全体構成や文章が相雑で，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. 6.その他1）共著者は全員が原稿に責任を負って下さい.共著者人自動車道（1990年）、は，関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，修正結果がすぐに分かるような回答書（指摘事項に対応した修正箇所・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対象になります. 関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，その調解を解くだけでなく，誤解を受けないような書き方に改める努力が求められます.外部により、「日本」を「日本」である。「掲載不適」で返稿された原稿を再投稿する場合は、「掲載不適」である。
「掲載不適」で返稿された原稿を再投稿する場合は、「掲載不適」である。

 4)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. (2004. 6.29改正) 1.関読依頼期限の厳守をお願い致します.万一，期限内に風景があり、東京・越東絡して下さい. 2. 「投稿案内」において，下のものを投稿原稿に求めています.閲読においても，これらをその基準とします. (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).本誌の読者にとって有益であること導入，研究手法から結論に至る過程に論理性がある3)し
し(2)表現について1）原稿全体の構成が整っていること. 2）文章表現が適切であること. 3）表題が適切であること. 4）英文アプ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. 「掲載不適」とする理由としては，下のようなものが挙3.げられます. 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）事実に基えいた内容ではなく，単なる主観が述べられ)  4) 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）全体構成や文章が相雑で，内容の判定ができないもの.
1.目的学会賞選考委員会（以下委員会という）は、論文賞および優秀ポスター賞の選考を行うことを目的とする. 2.天然委員会はつぎの業務を行う.
(1)学会賞規定に基づく論文賞および優秀ポスター賞の選考. (2)土壌物理学会賞選考に関するその他の事項3.稱成委員会は委員長1名および委員5程度を持って構成する. (1)委員会は正会員より構成される.
4.開催委員会は年３回程度開催する. (2002.11.23制定   2003.11.22改正)
著者にはpdfファイルを贈呈します．別剧を希望する方は印刷案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.
必要事項をご記入の上，このまま下記宛先に（郵便，FAX，E-mailの添付ファイルなどで）お送
本会記入受付年月日：承認年月日：送付先・問い合わせ先土壌物理学会事務局（庶務幹事） 〒833-0041　筑後市和泉496九州沖縄農業研究センター  中野恵子宛Tel. 0942-52-0681     Fax 0942-53-7776 E-mail   spsyomu@ml.affrc.go.jp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楽の従業員以外は，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   東京都港区赤坂9-6-41   乃木坂ビル学術著作権協会TEL : 03-3475-5618     FAX : 03-3475-5619 E-mail : kammori@msh.biglobe.ne.jp In order to photocopy any work from this publication, you or your organization must obtain permission from the following organization which has been delegated for copyright for clearance by the copyright owner of this publication. Japan Academic Association for Copyright Clearance (JAACC) 41-6 Akasaka 9-chome, Minato-ku, Tokyo 107-0052, Japan TEL : 81-3-3475-5618     FAX : 81-3-3475-5619 E-mail : kammori@msh.biglobe.ne.jp 2017年3月20日発行第135号(会員配布)土壌物理学会筑後市和泉496農研機構九州沖縄農業研究センター T 833-0041筑後·久留米研究拠点（筑後）内 中野0942-53-7776 0942-52-0681 FAX spsyomu @ ml.affrc.go.jp http://js-soilphysics.com/ent佐賀銀行　水ヶ江支店（店番号607）銀行口座普通 1660258 土壌物理学会会計近藤文義口座番号：01350-2-40943郵便振替加入者名：土壌物理学会編集委員会事務局（投稿原稿送付先）所在地はホームページ（http://js-soilphysics.com/ent）で最新の物を確認して下さい. kibyosi@ml.affrc.go.jp E-mail品同創文印刷工業株式会社〒 116-0011東京都荒川区西尾久7-12-16
No. 135 March, 2017 Foreword ... 1 Symposium reviews Preface ... M. MIZOGUCHI S Behavior of radioactive cesium in agricultural environment ... 9 Fast and slow migration of Cs in soils. How do we understand ? ... . . . 25 Progress in field experiments of continuous application of organic matter to restore rice production at radiocesium-decontaminated paddy fields in Iitate village, and present situation of Iitate village . . . ... 33 Distribution and dynamics of FDNPP-derived radiocesium in forests in Japan ... ... 41 Discussion at the 58th symposium on sharing information of current situation of radioactive contaminant in Fukushima . . . … 47 Abstract of poster session ... ... 51 Readers' Column ... ... Miscellaneous 61 A report of soil moisture workshop 2016 ... 63
65
... 66 Published by Japanese Society of Soil Physics NARO Kyushu Okinawa Agricultural Research Center Izumi 496, Chikugo, Fukuoka 833-0041 Japan http://js-soilphysics.com/ ...