Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
能性がある製鋼スラグに特有な遊離カルシウムの溶出によるpH上昇やそれに付随する固化等反応，微量化学物質の溶出などの様々な反応と物質フローを混合土壤中で精緻に追跡した。

ここでは主要な反応に関与する遊離カルシウムの定量法が過小評価であることを示し，新たな評価法を開発した．その上でカルシウム溶出によるpHの上昇について数値化，主要な製鋼スラグである脱炭スラグと脱リンスラグで溶出挙動が大きく異なることを明らかにした．pH上昇が大きい脱炭スラグにおいて水酸化マグネシウムや炭酸カルシウムの形成（図（1）-2）による顕著な固化が起こったが，脱リンスラグでは酸化鉄の形成（図（1）-3）によって固化が起こっており，両スラグの固化機構は全く異なることを明らかにした．図（1）-4，5の結果が示すように，固化の進行は浚渫土の混合によって抑制されることと，その抑制メカニズムを明らかにできた．

栄養塩として重要なリンに関して, 両スラグで含有量はほとんど変らないにもかかわらず, 容易に海水中に溶出する可動態リン量に大きな違いがあることを明らかにした(図(1)-5).

また化学パラメータ解析とメタゲノム解析を組み合わせることにより、混合土壌において栄養塩に関わる物質フローとそれを駆動する細菌叢が大きく変化し、より効果的な栄養塩の供給が起こる可能性を発見した（図(1)-6）。これらを元にケイ砂との比較から造成土壌を製鋼スラグと浚渫土の混合土壌で代替した場合の、製鋼スラグと浚渫土の化学的相互作用によって駆動されるリン循環、栄養塩、酸化還元物質などの物質フローを示し、混合土壌が潜砂性生物の生息基盤として適していることを明らかにした（図(1)-7）。

図(1)-1 脱炭スラグ, 脱リンスラグおよび浚渫土の元素含有量

図(1)-2 脱炭スラグ粒子間閉塞物質内のFe(a), Mg(b), Ca(c), Si(d)の分布(Feのマッピング写真で左上および右下の比較的均一な部分がスラグ)
(a)

(b)

図(1)-3 浚渫土を混合した脱リンスラグ粒子間閉塞物質内のFe(a)と Si(b)の分布

図(1)-4 脱リンスラグで浚渫土添加がせん断応力上昇に及ぼす影響(3 mm s⁻¹)

図(1)-5 脱炭スラグの海水交換による せん断応力の変化(3 mm s⁻¹)

図(1)-6 メタゲノム解析の結果に基づいて考案した物質フロー

図(1)-7 スラグ・浚渫土に含まれるリンの形態別割合

## (2) 干潟・藻場生態系における基礎生産と構造の解明

製鋼スラグと浚渫土の混合土壌（スラグ区）を用いて造成した干潟・藻場生態系構造を物質フロー解析を含めて対照区として設定したケイ砂と浚渫土の混合土壌（ケイ砂区）との比較において評価・解析した。潮間帯の中央付近を想定した3/100傾斜の干満・波のある干潟をマイクロコズム内に再現した。一次生産という視点では、脱リンスラグ区では、ケイ砂区に比べ、造成初期の微細藻の増殖が顕著であったが、その後はケイ砂区と個体数、構成種に顕著な違いはないことが明らかとなる一方で、脱リンスラグ区では大型付着藻類であるアオサ類が顕著に繁茂し（図（2）-4，5），土壌硬度の高いスラグ区での土壌の安定性が大型藻類の増殖を促したと推定された。生物については、天然干潟の生物構成（図（2）-6）との比較もおこない、スラグ区の特徴を明らかにすると共に、図（2）-7に示すようにリンのフロー解析も行なった。

一方，栄養株の活着と種子の発芽試験においても，スラグ混合土壌の天然土代替としての有効性が示され，特に浚渫土30～40％の含有率のスラグ混合土壌が効果的であることという結果が得られた（図2）-8，9）。さらに潮下帯を再現したマイクロコズムにおけるアマモの生育試験からは，脱リンスラグでは間隙水のpH上昇は起こったものの，スラグ単独および浚渫土を混合した系でも固化は起こらずアマモが生育・成長し，例として図2）-10に示すアマモ葉の1日あたりの平均成長速度からも分かるように，浚渫土の混合によって成長が促進されることを明らかにできた。
これらの結果を基に，干潟・藻場の造成に利用される製鋼スラグから溶出する物質の時空間的な動態と生態系に及ぼす影響を評価するための数値シミュレーションモデルを構築，生物も含めた物質循環を数値化し（図2）-11，干潟・藻場域に投入された製鋼スラグから溶出する各種物質濃度を予想できるツールを開発できた．以上の結果によって，脱リンスラグを砂代替に用いて浚渫土と混合した土壤は，土壤硬度が砂を基盤とした混合土壤より高く土壌の安定性が高まるため干潟造成に利用した場合流動条件によっては大型藻類の増殖が起こり特徴的な生態系が形成される一方で，藻場造成ではアマモの生育基盤として十分砂代替として利用できることを明らかにできた．

図(2)-4 アオサ類被度の様子（左:ケイ砂区，右:スラグ区）

図(2)-5 各区アオサ類被度の経時変化

図(2)-6 人工干潟(Site M)及び自然干潟土壌(Site NA～NC)における優占種

(a)

(b)

図(2)-7 スラグ区(a)およびケイ砂区(b)の試験期間中のストックとフローの計算結果(平均値)
図(2)-8 スラグ区における発芽数の経日変化 図(2)-9 ケイ砂区における発芽数の経日変化

図(2)-10 アマモ葉の1日あたりの平均成長速度 図(2)-11 各溶出物濃度の時系列変化の比較 （縦軸は初日の値で正規化）

### 5. 本研究により得られた主な成果

## (1) 科学的意義

スラグ自体の精密な化学分析，浸漬試験や潮汐を模した干満試験などを行い，ケイ砂との比較から造成土壌を製鋼スラグと浚渫土の混合土壌で代替した場合の，製鋼スラグと浚渫土の化学的相互作用によって駆動されるリン循環，栄養塩，酸化還元物質，アルカリ成分および二酸化炭素などの物質フローを明らかにすると共に，それらに起因する固化反応や浚渫土の添加によるその抑制機構などを明らかにできた．これらを元にスラグからのリン溶出が付着藻類やアマモの生育に寄与する可能性が明らかになり，脱リンスラグは栄養塩であるリン酸を長期にわたって少しずつ土壌間隙水へと供給する肥料的な効果が期待できることがわかり，製鋼スラグに浚渫土を混合することで，pHの上昇，固化反応の進行抑制，さらには浚渫土からの有機物や栄養塩の供給を制御できる可能性を示せ，藻場・干潟基盤材としての特性・有効性を評価でき，混合土壌から成る人工干潟が潜砂性生物の生息基盤として適したものとなることを明らかにした．

また，製鋼スラグと浚渫土の混合土壌の干潟・藻場生態系の造成土壌としての特性を，基礎生産機能に及ぼす影響と生態系全体の構造に及ぼす影響の両面から評価し，生態系の評価結果を物質フロー，土壌環境の視点から解析した．ここでは潮間帯の中央付近を想定した3/100傾斜の干満・波のある干潟をマイクロコズム内に再現した評価を行い，一次生産という視点では，脱リンスラグ区では，ケイ砂区に比べ，造成初期の微細藻の増殖が顕著であり，その後はケイ砂区と個体数，構成種に顕著な違いはないことが明らかとなる一方で，脱リンスラグ区では大型付着藻類であるアオサ類が顕著に繁茂することなどを明らかにした．潮下帯を再現したマイクロコズムにおけるアマモの生育試験からは，間隙水のpH上昇は起こったものの，脱リンスラグではスラグ単独でも固化は起こらずアマモが生育・成長し，さらに栄養塩を豊富に含む浚渫土の適当な混合によって好適な造成材料となることなどを示した．これらを元に，脱リンスラグを砂代替に用いて浚渫土と混合した土壤における生態系構造とその構造をもたらした要因が明らかとなり，特に土壌が安定しやすいこと
がスラグを用いた場合に特徴的な生態系が形成される要因になることが示され，藻場造成ではアマモの生育基盤として十分砂代替となり得ることが示され，特に浚渫土との適当な混合がアマモにとって成長，種子の発芽，高温耐性の面から好適な環境を準備することが明らかにできた．ここではさらに干潟・藻場の造成に利用される製鋼スラグから溶出する物質の時空間的な動態と生態系に及ぼす影響を評価するための数値シミュレーションモデルを構築，干潟・藻場域に投入された製鋼スラグから溶出する各種物質濃度を予想できるツールを開発できた．

## (2) 環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

特になし

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

21世紀環境立国戦略では，豊穣の里海の創生をはじめとする自然の恵みを活かした活力溢れる地域づくりが重点的に着手すべき戦略の一つとして挙げられており，環境省の基本施策として干潟・藻場等の重要な生態系の保全と再生が掲げられている．しかし，平成10年の広島県での海底土砂の採取禁止に始まり，海底土砂の採取は瀬戸内海沿岸11県でほぼ全て禁止という状態であり，自然砂の採取に依存しない干潟・藻場等造成材料の開発が求められてきた．重要な選択肢として鉄鋼スラグ等リサイクル材の活用はこれまでも検討されてきたが科学的に不明な点も多く代替材と成り得ていなかった．本課題の成果により生態系の再生・創出が環境劣化を引き起こす自然砂の採取に依存することなく，環境再生と資源再生がWin-Winの関係で成り立つことを示した．

本成果は様々な立場で干潟・藻場の再生・創出に関与するステークホルダー間の相互理解に貢献できることが見込まれる。具体的には国土交通省および水産庁は瀬戸内海において、失われた干潟を取り戻すため、人工干潟の造成を構想しており、航路浚渫で出る浚渫土とスラグの二者の混合利用の検討時に利用できる科学的根拠となりる。特にアマモ場造成において、海砂などの天然資源を投入せずに、産業副生成物を活用して自然再生すべき案件の根拠となり得、安全な活用方法を科学的データに基づいて実施することができ、造成対象となる自治体、漁業者、周辺住民に対しての資料としても活用可能である。加えて鉄鋼スラグの中でも有望な製鋼スラグを干潟・藻場の造成に用いる際に必要とされる科学的な知見を蓄積できたとともに浚渫土の混合利用の有用性を合わせて証明できたことは行政に対して有用な選択肢を提示できたと考える。特にスラグの化学成分を徹底的に評価し、スラグ使用における安心・安全に寄与し、高pHや固化といったスラグ特有の反応機構を明らかにし、制御する知見を示したうえで脱リンスラグと渋渫土の組み合わせで良好なアマモの生育・成長を確認するなど実用的な知見も得られ、沿岸再生において環境再生と資源再生がWin-Winの関係で進みうることを示したことは今後の環境行政に一つの方向性を提示できたと考える。

#### 6. 研究成果の主な発表状況（別添.作成要領参照）

## (1) 主な誌上発表

## <査読付き論文>

2) 陸田秀実, 鎌田正也, 奥田哲士, 土井康明: 土木学会論文集, B2, 69, 2, I_1276-I_1280 (2013) 「鉄鋼スラグからの溶出物による CO₂ 海洋固定化能に関する研究」

“Chemical Behavior of Sand Alternatives in the Marine Environment”

## (2) 主な口頭発表 (学会等)

1）西嶋渉，中井智司，奥田哲士：平成23年度水産環境保全委員会シンポジウム：リサイクル材による海域
ンポジウム(2013),

「製鋼スラグと浚渫土の混合土壌における物質フローの解明 I:栄養塩の動態」

19）中里哲也，黄昱，藤田愛，塚崎あゆみ，鶴島修夫，鈴村昌弘，谷本照己，田尾博明，西嶋涉：第16回日本水環境学会シンポジウム（2013），

「製鋼スラグと浚渫土の混合土壌における物質フローの解明II:金属成分の動態」

20）山田奈海葉，堀知行，木村真人，谷本照己，塚崎あゆみ，鈴村昌弘，鶴島修夫，田尾博明，西嶋涉：第16回日本水環境学会シンポジウム（2013），

「製綱スラグと浚渫土で造成したアマモ場土壌中の細菌叢について」

21）西嶋 涉：第7回海の再生全国会議，東京（2013）（招待講演）

「海の再生におけるリサイクル材の活用」

22）奥田哲士，秋山吉寛，西嶋涉，片山貴博，矢野ひとみ，中井智司：瀬戸内海研究フォーラムin山口，山口県宇部市（2013）

## 「鉄鋼スラグによる干潟再生」

23) Akiyama Y., Yano H., Katayama T., Koba K., Nagao M., Okuda T., Nakai S., Tanimoto T., Yamamoto T., Nishijima W.: ISWA World Congress Vienna 2013, Vienna, Austria (2013)

“Impact of steel slag on benthic community under semi-artificial environment”

24) Kenji SUGIMOTO, Yoichi NAKANO, Tetsuji OKUDA, Satoshi NAKAI, Wataru NISHIJIMA, Mitsumasa OKADA: EMECS10-MEDCOAST2013 Joint Conference, Marmaris, Turkey(2013)

“Changes in dominant species of seagrass bed on eastern Yamaguchi, Seto Inland Sea, Japan”.

25) Akiyama Y., Yano H., Katayama T., Okuda T., Nakai S., Nishijima W.: EMECS10-MEDCOAST2013 Joint Conference, Marmaris, Turkey (2013)

“Effect of steelmaking slag on marinebenthos”

26）片山 貴博，竹田 優志，矢野 ひとみ，秋山 吉寛，奥田 哲士，中井 智司，西嶋 涉：廃棄物資源循環学会，第24回研究発表会（2013）

「浚渫土による海水中での製鋼スラグの固化制御」

27）中井智司: The 11th Japan-China Symposium on Water Environment（第11回日中水環境シンポジウム）, Xiamen, China(2014）（招待講演）

“Benthic community emerging on the artificial tidal flat constructed using a steelmaking slag”

28) Tetsuji OKUDA: First China-Japan (CAS-JST) Workshop on “New Environmentally Sustainable Systems for Japan and China” (第1回日中環境ワークショップ), Xiamen, China (2014) (招待講演)

“Scientific understanding and approach to the management of the Seto Inland Sea”

### 7. 研究者略壓

## 課題代表者:西嶋 涉

筑波大学大学院環境科学研究科修士課程修了，広島大学工学部助手，広島大学工学研究科助教授，博士（工学），現在，広島大学環境安全センター・教授

## 研究分担者：

## 1 ）田尾 博明

東京大学大学院理学系研究科化学専門（修士）修了，東京大学より理学博士授与，通商産業省工業技術院公害資源研究所 研究員，（独）産業技術総合研究所 環境管理技術研究部門長，現在，

(独)產業技術総合研究所 環境管理技術研究部門·研究部門長

## 鈴村 昌弘

東京水産大学水産学研究科博士学位取得の上修了，通商産業省工業技術院資源環境技術総合研究所特別研究員，（独）産業技術総合研究所環境管理研究部門研究員，現在：（独）産業技術総合研究所環境管理技術研究部門究グループ長

## 2 ）中井智司

東京農工大学工学研究科卒業，東京農工大学工学部助手，東京農工大学大学院共生科学技術研究部講師，現在，広島大学大学院工学研究院・准教授

## 山本 民次

東北大学大學院農學研究科修了，愛知県水産試験場技師，広島大学講師，広島大学助教授現在，広島大学生物圈科学研究科·教授
## 1 F-1102 製鋼スラグと浚渫土により造成した干潟・藻場生態系内の物質フローと生態系の評価

## （１）干潟・藻場生態系における物質フローの解明

## （独）產業技術総合研究所

環境管理技術研究部門・研究部門長

田尾 博明

環境管理技術研究部門・地球環境評価研究グループ 鈴村 昌弘

環境管理技術研究部門・地球環境評価研究グループ 左山 幹雄

環境管理技術研究部門・地球環境評価研究グループ 鶴島 修夫

環境管理技術研究部門・計測技術研究グループ 中里 哲也

地質情報研究部門・物質循環研究グループ 長尾 正之

地質情報研究部門・沿岸海洋研究グループ 谷本 照己

地質情報研究部門・沿岸海洋研究グループ 高橋 暁

<研究協力者>

（独）產業技術総合研究所

環境管理技術研究部門 海洋環境評価研究グループ 塚崎 あゆみ（平成23～25年度）

平成23～25年度累計予算額：110,600千円（うち、平成25年度予算額：34,300千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

干潟・藻場（アマモ場）は全国的に大きく減少しており、その再生が望まれているが、再生・創出に必要な海砂・川砂の採取が生態系を破壊することが懸念されている。本研究では、安定的に発生、品質がそろい、砂と同等の粒子径を持つ製鋼スラグと海洋の物質循環を担うデトリタスを豊富に含む浚渫土の混合土壌を用いて干潟・藻場を再生・創出することの優位性を示すことを目的としていた。まず29元素分析によりスラグ成分を正確に把握した上で、生態系に影響を及ぼす可能性がある製鋼スラグに特有な遊離カルシウムの溶出によるpH上昇やそれに付随する固化等反応、微量化学物質の溶出などの様々な反応と物質フローを混合土壌中で精緻に追跡した。主要な反応に関与する遊離カルシウムの定量法が過小評価であることを示し、新たな評価法を開発した。その上でカルシウム溶出によるpHの上昇について数値化、主要な製鋼スラグである脱炭スラグと脱リンスラグで溶出挙動が大きく異なることを明らかにした。pH上昇が大きい脱炭スラグにおいて水酸化マグネシウムや炭酸カルシウムの形成による顕著な固化が起こったが、脱リンスラグでは酸化鉄の形成によって固化が起こっており、両スラグの固化機構は全く異なることを明らかにした。固化の進行は浚渫土の混合によって抑制されることと、その抑制メカニズムを明らかにできた。栄養塩として重要なリンに関して、両スラグで含有量はほとんど変らないにもかかわらず、容易に海水中に溶出する可動態リン量に大きな違いがあることを明らかにした。また化学パラメータ解析とメタゲノム解析を組み合わせることにより、混合土壌において栄養塩に関わる物質フローとそれを駆動する細菌叢が大きく変化し、より効果的な栄養塩の供給が起こる可能性
を発見した。これらを元にケイ砂との比較から造成土壌を製鋼スラグと浚渫土の混合土壌で代替した場合の、製鋼スラグと浚渫土の化学的相互作用によって駆動されるリン循環、栄養塩、酸化還元物質などの物質フローを示し、混合土壌が潜砂性生物の生息基盤として適していることを明らかにした。

## [キーワード]

製鋼スラグ、浚渫土、物質フロー、反応、固化

### 1. はじめに

21世紀環境立国戦略では、豊穣の里海の創生をはじめとする自然の恵みを活かした活力溢れる地域づくりが重点的に着手すべき戦略の一つとして挙げられている。しかし現実は、里海の象徴ともいうべきアマモ場・干潟は大きく減少している。一方で、平成10年の広島県での海底土砂の採取禁止に始まり、瀬戸内海沿岸11県でほぼ全て禁止となっており、砂利採取に伴って劣化した海洋環境の修復がむしろ課題となっている。そのような状況の中で、大量かつ安定的に発生し、品質がそろい、砂と同等の粒子径を持ち、かつ硫化物含有量の少ない製鋼スラグが海砂代替材料として注目されている $ ^{1} $ 、 $ ^{2} $ 。製鋼スラグは、発生量と質の面から干潟・藻場造成のための海砂代替材として大きなポテンシャルを有している一方で、主成分である石灰（CaO）の一部は水と反応するとアルカリ成分である水酸化物イオンを生成するためpHが上昇、アルカリ溶出に伴う付随的な反応、化学物質の溶出、生物生息に及ぼす影響など科学的に未解明な点もある $ ^{3} $ 。他方で粒子径が小さすぎてそれ自体では干潟・藻場の造成材とはなりえないが、本来海洋の物質循環において重要な役割を担うデトリタスを大量に含むシルト・クレイが主成分の航路維持浚渙土は、物質循環の役割を担うことなく、土砂処分場や港湾埋立てにより処分されている。

海砂に浚渫土を混合した土壌における干潟造成に関してはある程度研究が進んでいるが、製鋼スラグと浚渫土の組み合わせによる干潟・薬場造成は、我々の限られた基礎研究を除きほとんど研究されていない。本研究では製鋼スラグと浚渫土の組み合わせにおける複雑な反応や物質フローの解明を行った。

## 2 ．研究開発目的

干潟・藻場（アマモ場）生態系の再生・創出のために必要とされる造成土壌を製鋼スラグと浚渙土の混合土壌で代替した場合の物質フローを含む生態系の特徴及び優位性を科学的な根拠のもとに明らかにし、生態系の再生・創出が環境劣化を引き起こす自然砂の採取に依存することなく、環境再生と資源再生がWin-Winの関係で成り立つことを示すことを目的としていた。加えて、ここで得られた成果に基づき、様々な立場で干潟・藻場の再生・創出に関与するステークホルダー間の相互理解に貢献することを目的としていた。

具体的には製鋼スラグと浚渫土の化学的相互作用によって駆動される栄養塩、酸化還元物質、アルカリ成分および二酸化炭素などの物質フローを明らかにし、薬場・干潟基盤材としての特性・有効性を評価することを目的とした。

潮汐を模した干満試験を行うことで、上記の混合土壌から成る人工干潟が潜砂性生物の生息基盤として適したものとなるかどうかを検討した上で、形成される低次生態系内でのリン循環の違いについてケイ砂を主材料とする人工干潟のものと比較した。
### 3. 研究開発方法

（１）干潟・藻場生態系における物質フローの解明

## 1 ) スラグ・浚渫土の特性把握のための小規模基礎実験

### a. 土壤環境の解析

### i. 物理・化学組成

スラグと浚渫土を混合した系のpH環境の調査の前に、スラグや浚渫土自体の物理、化学的性質の調査を行った。

化学分析には、アルミナあるいはめのう乳鉢で粉砕・均一化した試料を用いた。生産工程や工場の異なる6種の製鋼スラグを粉末にし、蛍光X線分析装置（Rigaku、EDXL300）を用いて主要元素の測定をした。天然砂として、市販されているケイ砂（1号および3号）を用いた。2011年9月8日、産総研阿賀臨海実験場においてポンプにより常時汲みあげている沿岸海水（（2）章で詳細記述）を孔径0.2 μmのメンブレンフィルターを用いた濾過により微生物を除去し、実験時まで4℃で冷蔵保存した。スラグおよび浚渫土（および海水試料）に含まれる栄養塩類および金属元素の定量分析を実施した。栄養塩濃度はオートアナライザーを用いた比色法により分析し、金属成分についてはより多くの元素の挙動を明らかにするために、分析法として誘導結合プラズマ質量分析法（ICP-MS）またはICP発光分光分析法（ICP-OES）による多元素同時分析法を用いた。

製鋼スラグ、浚渫土の各固相は微量元素も含んでいるため、元素の汚染なく可溶化する前処理の必要があったが、硝酸やフッ化水素酸などを含む混酸を用いたマイクロ波酸分解法により実現した。また、ICP-MSによる微量元素の定量では分解試薬および試料由来の主要元素による測定妨害が観測された。そこで、FI（フローインジェクション）による試料少量化や、反応ガスを用いた反応セル法により干渉を抑制し、微量元素の定量を可能にした。海水についても同様な試料由来の主要元素による測定妨害が観測されたため、上記の手法に加えて、キレート固相抽出法による重金属類の分離前処理を追加して定量を可能にした。

自然環境においてスラグや浚渫土が使用される際に、これらに含まれる各種成分の総量の把握に加えて、実際に環境中の各種条件下で放出される画分（可動態画分）の定量が重要となる。スラグおよび浚渫土が海水と混合した際に放出されるpH変動に関連する成分（全炭酸、アルカリ度）に関して、特に短期（急性）的なプロセスを評価するために簡易的な混合実験を行った。スラグおよび浚渫土を海水に懸濁させた状態でインキュベートし、24時間後と7日後の海水中のpH、全炭酸、アルカリ度の変化量を見積もった。全炭酸については電量滴定法、アルカリ度については塩酸を用いた滴定法（オープンセル二段階滴定法）により測定を行った。また、土壌溶出試験に用いられる希酸（1 M塩酸）による溶出試験（固相試料0.25 g/希塩酸25 mLの条件で24時間振とうし、1～数時間間隔で上澄液を採取、遠心分離した溶液を分析）を実施し、試料からの各種成分の最大溶出量を見積もった。さらにスラグに特に多量に含まれると思われるリンについては、連続抽出法による化学形態分別定量を行った。

### ii. pH 環境

長期的な室内シミュレーション実験において酸化還元環境をコントロールした系を構築するためには、浚渫土では有機物分解に伴う炭酸化学種（あるいは酸性物質）の放出と酸素消費（酸化還元状態の変化）を事前に把握しておくことが求められる。そこで好気的環境下における浚渫土の分
解実験を実施した。浚渫土512 g（湿重量）に阿賀臨海実験場の濾過海水2.50 Lを加え、実験室内の空気で曝気して攪拌を続けた（図(1)-1）。海水と浚渫土の懸濁液を適宜一部サンプリングし、海水中のpHの変化を観察した。

図(1)-1 浚渫土好気的分解実験の概略図

### b. 栄養塩フロー

### i. リンの形態分析

好気的環境下における浚渫土の分解実験において連続抽出法によるリンの形態分析を行った。ここで用いた連続抽出による分別法では、

1）易可動態リン：炭酸カルシウムに結合したリンなど、粒子に緩やかに結合・吸着したリン

2）鉄結合型リン：鉄の酸化物などに吸着しており、還元環境になると速やかに溶出するリン

3）自生アパタイトリン：続成過程を経てカルシウムと反応して生成したアパタイト中のリン

4) 砕屑鉱物：岩石や鉱物中に含まれるリン

5）有機態リン：有機物を構成するリン

に分別される。このうち1)と2)の画分に含まれるリンを環境中で容易に溶け出しやすいリン（可動態リン）と定義する。

### ii. 混合土壤内の栄養塩フロー

好気的環境下での浚渙土の分解実験における、液相（海水）の栄養塩濃度の変化を観察した。ここでは主に浚渙土のケイ酸、リン酸、亜硝酸、硝酸の経日変化を調査した。本研究では短期的（数日）な時間スケールにおける成分放出に関わるものだけでなく、環境中での混合土壌の使用を考えた数年～数10年スケールでの様々な環境変遷に晒された場合を考慮する必要がある。そこで、土壌の溶出試験にも用いられる希酸による溶出実験手法を用いて、環境中での成分放出ポテンシャル（可動成分の最大値）の見積もりを試みた。これは1 M塩酸中でのスラグおよび浚渙土試料からのリン酸とケイ酸の溶出量の経時変化を調査することで行った。

### c. 有機物質の挙動

有機物質の挙動を検討するためなどを目的に、好気的環境下における浚渫土の分解実験における酸化還元状態の変化を観察した。バッチ型の懸濁培養実験系と、より現場環境に近いコア培養実験系の2種類の実験系を簡易的に構築し、試料の前処理、経時的な試料（間隙水）の採取方法、培養
方法について検討を行った。

## 2 ) スラグ・浚渫土の特性把握のための中規模疑似現場実験（疑似堆積物（コア）試験）

スラグ－浚渫土混合土壌が海水にさらされた場合、土壌および水環境にどのくらいのタイムスケールでどのような影響を与えるのか把握するため、疑似堆積物（コア）を用いて土壌および水環境の中・長期的なモニタリングを行った。産総研阿賀臨海実験場にて、混合土壌を詰めたコアを作製して大型水槽（70×150×60 cm）に沈め、現場海水を常時供給した（図(1)-2、3）。実験は夏季開始（2012年8月21日～）と冬季開始（2012年11月6日～）の2度おこなった。混合土壌には、脱リンスラグと水島港の浚渫土を用い、脱リンスラグ－浚渫土の混合比の異なる4種類の土壌（浚渫土の乾燥重量比で夏季開始は8，15，25，48%，冬季開始は8，15，30，75%。浚渫土の混合率の表記は以後すべて乾燥重量ベース）をそれぞれ塩ビチューブ（内径56 mm、高さ21 cm）に充填して水槽に沈め、海水汲み上げ施設を利用して海水を常時かけ流した。また、コア試料は底質環境を模すために海水との接触面はコア上部のみとした。また対照実験として、製鋼スラグと粒度分布を合わせたケイ砂を利用して調整した混合土壌によるコア実験を並行して実施した。適時コア試料を採取し、混合土壌をコアの底から徐々に押し上げ、1、5、10 cmの深さで酸化還元電位の測定を行った後、表面から深さ5 cmまでは1 cmの厚さ、5 cm以深は2.5 cmの厚さでスライスし、層毎に遠心沈殿管に回収した。遠心分離により上清（間隙水）を回収後、残った混合土壌は凍結乾燥し保存した。水槽の水温は水槽内に水温計を設置し継続してモニタリングを行った。間隙水はpH測定後シリンジフィルターでろ過し、全炭酸、アルカリ度、栄養塩類、金属元素の測定用に分注し保存した。栄養塩類はオートアナライザーによる吸光光度法、金属成分は誘導結合プラズマ（ICP）発光分析法およびICP質量分析法を用いて定量した。

図(1)-2 現場海水かけ流しコア実験水槽概略図

図(1)-3 コア実験水槽の写真

## 3 ) スラグ・浚渫土の特性把握のための大規模疑似現場実験

### a. 製鋼スラグと浚渫土の混合土壌を用いた干潟マイクロコズム条件下で金属成分の動態

潮間帯の中央付近を想定し、浚渫土混合比8%の脱リンスラグ－浚渫土混合土壌を敷設した、3/100勾配の干潟マイクロコズムを前述の産総研阿賀臨海実験場に設置し（（2）章で詳細記述：2012年6月25日から稼働開始）、土壌間隙水中の金属成分濃度の変化を調べた。対照区として浚渫
土混合比8%の珪砂混合土壌を敷設したマイクロコズムを用いた。間隙水は土壌敷設時に埋設したフィルタ付きチューブから採取し、遠心分離およびろ過して間隙水を分離した。この水試料中の金属成分をICP-MSおよびICP-OES分析法を用いて定量した。

### b. アマモ大型水槽実験における細菌叢の16S rRNAメタゲノム解析

製鋼スラグ－浚渫土混合土壤中の細菌叢と細菌が駆動する物質フローを推定するため、前述の産総研阿賀臨海実験場でアマモ大型水槽実験を実施した。ここでは4種類の土壤（脱リンスラグのみ、脱リンスラグ－浚渫土混合土壤（浚渫土14.3%）、ケイ砂のみ、ケイ砂－浚渫土混合土壤（浚渫土14.3%））を用意し、2012年3月1日に、大型水槽（70×150×60 cm）に投入した。この際、土壤には、間隙水採取用のライゾンフィルターを埋積した。ここにアマモを移植し、阿賀湾からくみ上げたポンプ海水をかけ流して生育させた。約1か月後の2012年4月9日に、各大型水槽の表面土壤およびアマモの根を滅菌済み容器へ採取した。この際、pHおよび栄養塩の計測用に、土壤表面から1 cm下に埋積したライゾンフィルターを通じ、間隙水を採取した。間隙水は、孔径0.2 μmの再生セルロースフィルターでろ過した。なお、試料採取時の水温は16℃であった。試料は室温におき、翌日、茨城県つくば市の実験室に持ち帰った。間隙水は持ち帰り後、分析に供するまで-20℃で保管した。間隙水のpHは、米国標準局の緩衝液で校正したpHメーターを用いて測定した。また、間隙水中の栄養塩として、硝酸、亜硝酸、アンモニア、リン酸およびケイ酸について、オートアナライザー（QuAAtro 2-HR、BLTEC）を用いて分析した。

土壤およびアマモ根試料中の細菌叢の16S rRNAメタゲノム解析は、核酸中の DNA と RNA を対象として調べた。核酸中の DNA は、細菌が活動状態であっても休眠状態であっても、存在さえすれば検出することができる。一方、RNA は、タンパク質合成の過程で DNA から転写されるもので、分解されやすく寿命が短いことから、活動状態にある細菌のものを検出することができる。持ち帰った土壤試料は約 0.5 g ずつ、アマモ根は超純水で洗った後に約 0.2 g ずつ、2 mL 滅菌チューブに分注し、次の処理を行うまで、DNA 分析用試料は -20℃で、RNA 分析用試料は -80℃で保存した。

試料中のDNAは、以下のように抽出・精製した。DNA抽出の前に、試料は700 μLのリン酸緩衝液（PBS：8.1 mM Na₂HPO₄、1.47 mM KH₂PO₄、137 mM NaClおよび2.68 mM KCl）を添加して洗浄し、16、100 G、4 ℃で5分間、遠心分離して上澄みを除去した。この後、土壌へのDNAの吸着を避けるため、1 mLの8%(w/v)スキムミルク/PBS溶液を添加し、良く混ぜた後、16、100 G、4 ℃で5分間、遠心分離して上澄みを除去した。DNAの抽出は、ビーズ破砕を含む直接溶菌法を用いて行った。ジルコニアシリカビーズ（直径0.1 μm、BioSpec Product、Bartlesville）は、使用前に乾熱滅菌した。遠心分離後の沈殿物に、等容量のジルコニアシリカビーズと700 μLのTMP緩衝液（0.5 M Tris-HCl（pH 8.0）、1.7%(w/v)ポリビニルピロリドンK 25および20 mM MgCl₂）を添加し、ビーズ破砕機で2、000 rpm、2分間の破砕を行った。これを16、100 G、4 ℃で5分間、遠心分離した。続いて上澄みを新しい2 mL滅菌チューブに移した。沈殿物に700 μLの6%(v/v)フェノール（pH 8.0）/溶菌緩衝液（5 mM Tris-HCl（pH 8.0）、5 mM EDTA（pH 8.0）および0.1%(w/v)ドデシル硫酸ナトリウム）溶液を添加し、再度ビーズ破砕機で2、000 rpm、2分間の破砕を行い、16、100 G、4 ℃で5分間、遠心分離した。水層を先程の2 mL滅菌チューブに移して合一し、500 μLのフェノール（pH 8.0）を添加して良く混合した後、16、100 G、4 ℃で5分間、遠心分離した。この水層を新しい2 mL滅菌チューブに移し、500 μLのフェノール：クロロホルム：イソアミル
アルコール（25:24:1）を添加し、良く混合した後、16、100 G、4 ℃で5分間、遠心分離した。さらにこの水層を新しい2 mL滅菌チューブに移し、500 μLのクロロホルム：イソアミルアルコール（24:1）を添加し、良く混合した後、16、100 G、4 ℃で5分間、遠心分離した。水層中に抽出された核酸を精製するため、水層を新しい2 mL滅菌チューブに移し、100 μLの3M 酢酸ナトリウムと900 μLのイソプロパノールを添加し-80℃に20分間静置した後、16、100 G、4 ℃で30分間、遠心分離を行った。上澄みをデカントで除去した後、沈殿物を500 μLの水冷した70%（v/v）エタノールで2回洗い、50 μLのTE緩衝液（10 mM Tris-HCl（pH 8.0）および1 mM EDTA（pH 8.0））に懸濁させた。続いて核酸中のRNAを除去するため、試料溶液にRNase（Ribonuclease A from bovine parncreas、Type II-A、Sigma-Aldrich）を最終濃度125 μL/mLになるように添加し、37℃で1時間インキュベートした。試料中のDNAを精製するため、200 μLの2×PEG（20%（v/v）polyethylene glycol、0.6 M NaCl）を添加し、4℃で1時間インキュベートした後、16、100 G、4 ℃で15分間、遠心分離した。沈殿物に水冷した70%（v/v）エタノールを加え、6、100 G、4 ℃で10分間、遠心分離した。上澄みをデカントで廃棄し、DNAペレットを真空乾固した後、50 μLのTE緩衝液（pH 8.0）に溶解させ、次の処理に供するまで-20℃で保存した。

RNAは、ISOIL for RNA（ニッポンジーン）を用い、取扱説明書に従って抽出・精製した後、次の処理に供するまで-80℃で保存した。抽出したRNAは、SuperScript III First-Strand Synthesis System for RT-PCR (Invitrogen)を用いて逆転写反応を行い、cDNAを合成した。精製したDNAとcDNA化したRNAは、Phusion® High-Fidelity DNA Polymerase (New England Biolabs、Ipswich)と細菌のユニバーサルプライマーを用いて16S rRNA遺伝子のV4領域を増幅するPCRを行った。フォワードプライマーには、515F（5' GTG CCA GCM GCC GCG GTA A 3'）を、リバースプライマーには、試料ごとに特有のバーコード配列を付加した806R（5' GGA CTA CVS GGG TAT CTA AT 3'）を用いた。PCR条件は、[98℃、30秒間の初期変性]を1サイクル、「98℃、10秒の変性、52℃、30秒のアニーリング、および72℃、15秒の伸長」を25サイクル、「72℃、5分間の最終伸長」を1サイクルで行った。PCR産物は、磁性ビーズ（Agencourt AMPure XP、Beckman Coulter）を用いて精製後、アガロースゲル電気泳動に供し、目的バンドの切出しとゲル抽出（QIAquick Gel Extraction Kit、QIAGEN）により精製した。精製したPCR産物のモル濃度を調べるために、Quant-iT™ PicoGreen® dsDNA Reagent and Kits（Molecular Probe）と蛍光光度計（VersaFluor Fluorometer、Bio-Rad）を用いた濃度測定およびGoTaq® qPCR Master Mix（Promega）とRT-PCR MyIQ2（Bio-Rad）を用いたqPCRを行った。qPCRのプライマーには、P5（5' AAT GAT ACG GCG ACC ACC GAG AT 3'）およびP7（5' CAA GCA GAA GAC GGC ATA CGA 3'）を用いた。各試料が2 nMになるように試料混液を調整し、次世代シーケンサー（Miseq、Illumina）を用いて16S rRNA遺伝子のV4領域を対象としたブリッジPCRを行い、得られた配列データを分類、コンタミ配列の除外、キメラ配列の除去後、QIIMEにより公共データベースGreen Genesとの相同性検索を行った。

## 4 ）カルシウムの溶出

### a. 溶出ポテンシャル

スラグからのCaの溶出⁴）、⁵）、はpHの上昇や固化⁶）、⁷）、に強い関係があり、その正確な定量は重要である。Ca溶出可能量の定量には、従来セメント中のf-Caの定量法（J-CAS「I-01:1997 遊離酸化カルシウムの定量方法」⁸）が使用されているが、1%程度のf-Caを含むセメントに比べて
1オーダー高い含有量を持つスラグの場合、J-CAS法で正確な定量ができるのかについて疑問がある。そこでJ-CAS法とともに、J-CAS法の固液比（1/40から1/400）及び溶出時間（5分から最大120分）を変え、f-Ca量が大きいことによって引き起こされるpHを抑えるために、Tris-HClを添加（100mM）した検討を行なった。また、遊離酸化カルシウム以外の海水中で溶出しない形態のカルシウムが定量時に溶出する可能性も考えられるので、下表の主要なカルシウム鉱物資源を用いて、本方法で溶出の有無の確認も行った。得られたサンプルのカルシウム濃度はICP-AESで測定した。

表(1)-1 使用した鉱物

鉱物名	分子式	Ca [wt%]
ヘデンベルグ輝石:Hedenbergite	CaFeSi_{2}O_{6}、mon	16.15
ゾノトラ石:Xonotlite	Ca_{6}[(OH)_{2}|Si_{6}O_{17}]、mon	33.63
珪灰石:Wollastonite	CaSiO_{3}、tric	34.50
ゲーレン石:Gehlenite	Ca_{2}Al(AlSi)_{7}、正方	16.27
緑簾石:Epidote	Ca_{2}(Al、Fe^{3+})_{3}(SiO)_{3}(OH)、mon	16.77

### b. カラム試験

カルシウム溶出の加速試験として、スラグを充填させたカラムの通水試験によるカルシウム溶出量を求める試験を行った。本試験は脱リンスラグおよび脱炭スラグについて行ったが、脱リンスラグについては透過流速の影響も確認するため、瀬戸内海低層の流速を参考に $ ^{9)} $ 表(1)-2に示す数種類の流速で試験を行った。ここでは1000 mlのプラスチック容器に700 mlのスラグを充填したカラムに上向流で濾過海水を供給し、流出液のpHを測定した。粒径は0.85～2.0 mmにふるい分けしたものを用いた。流速は3系列作成し、数值は以下の表に示す通りである。容器には下部に穴を空けそこから上向流で濾過海水を供給した。容器は液面が一定になるよう排出口を空けたコンテナ内に5つ設置し、充填層表面部と液面が一致するように調整した。そのときの空隙体積は脱炭スラグで13.7%であった。実験の様子を図(1)-4に示す。容器上部の液だめにpHロガーを設置しpHを随時測定した。容器上部より流出する海水と、充填試料の一部を約1ヶ月にわたり、定期的に採取し分析を行った。固化についてはベーンせん断応力を測定することで評価した。また固化原因と抑制機構を検討するため、試料乾燥後にXRFで表面組成を測定した他、固化したスラグを樹脂で脱気しながら固定、スラグごと切断して研磨した後、切断表面上のスラグ間の物質を電子線マイクロアナライザ（JXA-8200、JEOL）で分析した。また、浚渫土の影響を調べるため、代表的な流速では浚渫土を添加しての試験も行った。

図(1)-4 カラムかけ流し装置図
表(1)-2 かけ流し試験の流速

流量 [ml s^{-1}]	空隙速度 [mm s^{-1}]	交换速度 [min^{-1}]
0.2	0.08	0.09
1.1	0.54	0.63
2.4	1.2	1.36
7.0	3.5	4.2

## 5 ）混合土壤における固化反応

### a. 短期浸漬固化調查

製鋼スラグと浚渫土を混合した土壌に一次生産者である微細藻類などが付着すれば、ベントス、高次消費者の移入によって生態系が形成されてゆくと考えられる。ベントスの移入において重要なファクターは混合土壌のpHと硬さである。そこでここでは、製鋼スラグに浚渫土を混合することで、pH上昇や固化反応を緩和し、ベントスが棲みやすい環境を作るための基礎データ、すなわち混合土壌のpHと固化特性および、生物の親和性試験として生物の付着特性さらには、アマモ場シミュレーション（マイクロコズム）実験に向けた予備試験を実施した。

ここでは粒径0.85～4.75 mmの脱リンスラグ、または脱炭スラグに含水率を100±2%に調整した浚渙土（岡山県水島港採取）を湿潤ベースで0～30%混合した。それらの混合土壌を840 mLの円柱型容器に入れ、砂ろ過海水を満たした24 Lのコンテナ中に静置し（図(1)-5）、ベーンせん断応力を測定（ハンドベーンにて測定）した。実験は一年近く行い、長期の影響を調べた。

図(1)-5 野外水槽における海水かけ流し実験の配置図

### b. 長期掛け流し調査および干満・冠水の影響調査

干潟は潮汐の干満による干潟表面の干出と冠水が繰り返されるという重要な特性がある。干出と冠水の繰り返しが固化に与える影響を見るため、以下の実験を行った。同上脱リンスラグと同上渋渫土を用い、かけ流し式で、電磁弁とタイマーを用いて、1日2回の干満を与えた（干満試験）。また、比較のため、常に冠水状態の試験（冠水試験）も行った。実験装置概略図を図(1)-6に示す。
泥質の違いが結果に及ぼす影響を把握するため、異なる3地点から得た泥（水島港、大河入り江、瀬野川河口干潟）を脱リンスラグに混合した。それぞれの泥の含有成分を表(1)-3に示す。

表(1)-3 実験に用いた3ヶ所の泥の成分組成

单位	水島港	瀬野川	大河入江
Si	%	30.06	27.18	32.82
T-Fe	%	2.89	2.33	1.90
M-Fe	%	0.44	0.27	0.51
C	%	0.80	2.98	3.10
P	%	0.02	0.05	0.07
Mn	%	0.05	0.04	0.03
S	%	0.68	0.60	0.49
Al	%	7.96	8.43	5.75
F	%	0.03	0.03	0.03
Mg	%	0.84	0.54	0.43

※数値は無水ベース

図(1)-6 実験水槽概略図（上）と干満装置全体図（下）

冠水試験では、製鋼スラグを浚渙土に対して乾重量換算で50、70、90%添加し、対照として浚渙土のみ（スラグ0%）の試験区も設定した。使用した海水は竹原ステーション前面からポンプでくみ上げた砂ろ過海水であり、海水交換率10回/dayに設定し（流量6.7 L/hr）、39日間行った。干満試験では、電磁弁の閉じている期間は海水が水位調節パイプから排水されることですべての水槽で水位が一定に保たれ、流量は26.7 L/hrとした。電磁弁は10:30～12:30、22:30～24:30の間開くように設定した。実験は50日間行った。先に行った冠水試験においてスラグ混合率70%付近が最も固化し易いことが分かったので、干満試験では製鋼スラグの混合割合を0、50、60、70、80、90%に設定した。

それぞれの実験では、混合物中のpH（pHメーターPRN-41、FUJIWARA）、ORP（ORPメーターRM-20P、DKK・TOA）、ベーンせん断力（ハンドベーンD01018、誠研舎）を経時的に測定した。ORPは測定に使用した白金電極の値を次の式により水素電極のEhに換算した。

$$ \mathrm{Eh}=\mathrm{E}+206-0.7\quad(t-25) $$

ここで、Eh：水素電極電位、E：測定値、t：水温（℃）、である。
## 4 ．結果及び考察

（１）干潟・藻場生態系における物質フローの解明

1）スラグ・浚渫土の特性把握のための小規模基礎実験

### a. 土壤環境の解析

### i. 物理・化学組成

目的であったスラグと浚渫土を混合した系のpH環境の調査の前に、スラグや浚渫土自体の物理、化学的性質の調査を行った。生産工程や工場の異なる6種の製鋼スラグ粉末試料に含まれる主要構成元素について蛍光X線分析を行った結果を表(1)-4に示す。どのスラグもカルシウム・ケイ素・鉄含量が高く、これらが質量の70％以上を占めていた。

表(1)-4 様々な製鋼スラグに含まれる主要元素の化学組成

Total	脱リンスラグA	脱リンスラグB	脱リンスラグC	脱炭スラグA	脱炭スラグB	脱炭スラグC
SiO2	20.00	35.20	28.10	17.90	13.00	19.60
Al2O3	3.67	4.85	3.03	4.47	2.41	1.80
Fe2O3	20.40	16.70	31.50	24.50	27.40	25.10
CaO	41.60	34.50	27.20	38.20	49.40	43.60
MgO	1.53	1.37	1.36	4.63	2.66	1.70
TiO2	1.00	1.30	0.97	1.23	0.28	0.57
MnO	7.23	4.15	5.47	5.53	1.77	3.17
P2O5	4.14	1.23	2.08	2.56	1.58	2.13
LOI	0.11	0.46	n.d	0.93	1.50	2.16
S	0.18	0.15	0.07	0.08	0.03	0.12
mass%
LOI: loss on ignition
n.d.: not detected

スラグ試料の粒径分布を調べたところ、脱リンスラグ、脱炭スラグともに0.85～2.00 mmの粒径の画分が、総重量のそれぞれ68％と48％を占めていた。試料の含水率（110℃乾燥）は、浚渫土が50.4%、脱リンスラグが0.4%、脱炭スラグが2.5%であった。また、製鋼スラグおよび浚渫土試料の29元素の分析を行った（Li、Na、Mg、Al、Si、K、Ca、V、Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Cu、Zn、Ga、As、Rb、Sr、Ag、Cd、Sn、Sb、Ba、Hg、Pb、B、Th、U）。図（1）-7に脱炭スラグ、脱リンスラグおよび浚渫土中の各種元素含有濃度を示す。脱炭および脱リンスラグは主要元素（>1%（w/w）としてMg、Al、Si、Ca、Ti、Mn、Feが存在した。微量元素は、VおよびCrのみが1、000 mg kg⁻¹レベルと比較的高濃度だったのに対して、それ以外の微量元素は概ね100 mg kg⁻¹レベル以下であった。浚渫土はNa、Al、Si、K、Mgが主要元素であり、Mn、Rb、Ba以外の微量元素は概ね100 mg kg⁻¹レベル以下であった。また、製鋼スラグは製鋼過程から生じる生成物のため、金属成分含有濃度の不均一性が予想された。実際、乳鉢で粉砕した脱リンスラグ試料を二回回分析したところ、含有濃度1％以上の主要元素の濃度比（1回目/2回目）は90%～170％の範囲で、それ以下の少量および微量元素では40%～2、200％の範囲であり、ある程度の不均一性があることがわかった。

海水は23元素測定した(Li、B、Na、Mg、Al、Si、K、Ca、V、Cr、Mn、Fe、Co、Ni、Cu、Zn、As、Rb、Sr、Cd、I、Ba、U)。結果を図(1)-8に示す。重金属類が0.01 mg kg $ ^{-1} $ 以下であり、深刻な汚染がない海水であり、製鋼スラグ混合土壌環境試験用に海水試料として利用で
図(1)-7 脱炭スラグ、脱リンスラグおよび浚渫土の元素含有量

図(1)-8 産総研阿賀臨海実験施設の汲み上げ沿岸海水中の金属成分濃度例

スラグのリン含量（9、800～11、000 mg kg $ ^{-1} $ ）は、今回用いた浚渫土（240 mg kg $ ^{-1} $ ）や従来知られている海底堆積物のリン含量（～1、000 mg kg $ ^{-1} $ ）と比較して極めて高濃度であった。沿岸海域、特に閉鎖性水域においてリンの負荷は重要な問題であることから、スラグに含まれるリンの挙
動についてはさらに十分な検討が必要であることが示された。ここではさらに、製鋼スラグおよび浚渫土各々の固相粒子が生物へ取り込まれた場合の影響を想定し、1 M希塩酸による溶出試験を行い、各元素の溶出量の経時変化を測定した。カルシウム、鉄、クロム、および亜鉛の経時変化を図(1)-9に示す。浚渫土の鉄以外の元素の溶出量は、振とう14時間以降はほぼ一定となった。一方、浚渫土の鉄は振とう14時間以降も溶出量は増加し続けた。上記の鉄以外の元素の溶出量がほぼ一定となった24時間後の溶出量を比較すると、全ての金属の溶出量はスラグの方が浚渫土よりも多く、10倍以上の量が観測された。スラグ間で各元素の溶出量を比較すると、脱炭スラグの方が脱リンスラグよりも多い元素は、カルシウム、亜鉛、およびクロムであった。一方、脱リンスラグの方が脱炭スラグよりも多い元素は鉄であった。また、24時間後の各元素の溶出率（＝溶出量÷含有量、%(w/w)）が50%を越える元素は、脱炭スラグはMg、Al、Si、Ca、V、Cr、Mn、Fe、Zn、Srであり、脱リンスラグはMg、Al、Si、Ca、Mn、Zn、Srであった。一方、浚渫土の場合は溶出率50%を越える元素はNa、Mg、Caのみであった。以上のことから、スラグの上記の元素は浚渫土と比較して短時間かつ多量に溶出していることから、その化学形態は無機イオンや錯体などの酸可溶態の割合が多いと考えられる。一方、浚渫土中のNa、Mg、Ca以外の金属元素は、酸可溶態と違う化学形態（例：酸化物）の割合が多いと考えられる。

図(1)-9 1 M塩酸による脱炭スラグ、脱リンスラグ、および浚渫土からのカルシウム、鉄、クロム、亜鉛の溶出量の経時変化

### ii. pH環境

海水との混合初期に生じる反応によってスラグや浚渫土から放出される可動的なpH関連成分（全炭酸、アルカリ度）を評価するために、脱炭スラグ、脱リンスラグおよび浚渫土を海水と混合し振盪培養した際の海水中のpH、全炭酸、アルカリ度の変化を調べた（図(1)-10）。培養開始から1日で脱リンスラグ、脱炭スラグともに酸化カルシウム（CaO）などのアルカリ成分の溶出（溶解）に起因すると推測されるpHの急激な上昇が見られた（図(1)-10(a)、(b)）。しかしアルカリ度と全炭酸の挙動は2種類のスラグで大きく異なり、脱リンスラグでは全炭酸にほとんど変化がなくアルカリ度が急激に増加したのに対して、脱炭スラグでは全炭酸とアルカリ度ともに急激に減少した。これ
は脱炭スラグと海水の反応において、アルカリ成分の急激な溶解（pHの急上昇の原因）を上回る炭酸塩（CaCO₃）の析出（pHへの影響は相対的に小さい）が生じたためと推測される。一時的に高pHとなった場合には、水酸化マグネシウムの沈殿が起こり、アルカリ度およびpHが低下した可能性も考えられる。1日目から7日目の期間はいずれのスラグ試料でも変化は小さく、全炭酸とアルカリ度の緩やかな減少が認められた。この期間においては炭酸塩が徐々に析出していたものと考えられる。

浚渫土は1日目までにpHの下降と頭著な全炭酸の増加及びアルカリ度の低下が見られた（図(1)-10(c)）。これは浚渫土間隙水に含まれていた（持ち込み分）、無機炭酸および有機酸などの酸性物質の放出に伴う変化であろう。1日目から7日目に観測されたアルカリ度と全炭酸の増加は、浚渫土に含まれていた貝殻等に由来する炭酸塩が溶解したためと考えられる。

図(1)-10 海水と脱炭スラグ(a、d)、脱リンスラグ(b、e)および浚渫土(c、f)の混合培養実験によるpH、全炭酸アルカリ度の経時変化および浚渫土から海水への栄養塩の溶出量の経時変化

### b. 栄養塩フロー

### i. リンの形態分析

スラグおよび浚渫土に含まれるリンについて、詳細な化学形態の分別定量を実施した。脱炭スラグ、脱リンスラグおよび浚渫土に含まれるリンの全量と形態別割合を図(1)-11に示す。スラグ中に含まれるリンの全量は脱炭スラグで316 μ mol g⁻¹、脱リンスラグで385 μ mol g⁻¹と大きな違いなかったが、リンの化学形は大きく異なることが分かった。