Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図(1)-18 ヒ酸の吸着平衡関係の例(1)

図(1)-19 ヒ酸の吸着平衡関係の例(2)

図(1)-20 ヒ酸の吸着平衡関係の例(3)

## c）メタ亜ヒ酸の吸着平衡

メタ亜ヒ酸の吸着平衡実験の結果を図(1)-21～図(1)-23に示す。黒ぼく土及びローム土では、pHが高くなるに従って、平衡吸着量も増加するという結果が得られ、クロム酸や亜ヒ酸の土壌への吸着とは逆の傾向が見られた。メタ亜ヒ酸のpKaは9.08であり、pHによって解離・非解離の割合が変化する。すなわち、pH5.0ではほとんど解離しないと考えられ、pH9.0では、半分近くは一価のメタ亜ヒ酸イオンAsO_{2}^{-}に解離すると考えられる。このことより、解離したメタ亜ヒ酸イオンは競争イオン交換式で解析し、非解離のメタ亜ヒ酸HAsO_{2}はFreundlich式で解析し、全吸着量は競争イオン交換吸着量と物理吸着量の和として解析したところ、各式のパラメータが求められ、両者で解析することができた。なお、イオン交換による吸着サイトが少ない砂質土では、pHによる差はほとんど見られなかったため、吸着は物理吸着のみとみなして解析できた。
図(1)-21 メタ亜ヒ酸の吸着平衡関係の例(1)

図(1)-22 メタ亜ヒ酸の吸着平衡関係の例(2)

図(1)-23 メタ亜ヒ酸の吸着平衡関係の例(3)

## d）ホウ酸の吸着平衡

ホウ酸の吸着平衡実験の結果の例を図(1)-24、図(1)-25に示す。pH5.0～9.0の範囲でほとんどイオン化しないホウ酸ではpHの影響は小さく、Freundlich式で表すことができ、そのパラメータを表(1)-6のように求めることができた。

図(1)-24 ホウ酸の吸着平衡関係の例(1)

図(1)-25 ホウ酸の吸着平衡関係の例(2)
以上の結果より、対象とした有害無機汚染物質は、水溶液中でイオンに解離しているものは、競争イオン交換式で解析でき、解離していない状態のものは、Freundlich式で解析できた。また、水溶液中でイオンに解離しているものと解離していないものが共存している場合には、全吸着量は、競争イオン交換による吸着量と物理吸着による吸着量の和として表すことができた。

表(1)-6 各アニオンの吸着等温式のパラメータ

吸着物	定数	パラメータ	単位	黒ぼく土①	ローム土①	砂質土①
H2CrO4	競争イオン交換吸着の定数	nHCrO4-	-	0.70	0.70	0.70
nCrO42-	-	0.70	0.70	0.70
KCrO42-HCrO4-	(meq/L)1/nHCrO4-1/nCO4-2	3.9	0.54	4.0
KHCrO4-OH-	(meq/L)1/nOH-1/nH2CrO4-	0.00038	0.0012	0.0050
KCrO4-OH-	(meq/L)1/nOH-1/nCO4-2	0.0015	0.00065	0.020
H3AsO4	競争イオン交換吸着の定数	nH2AsO4-	-	0.80	0.80	0.80
nHAsO42-	-	0.80	0.80	0.80
KHAsO42-H2AsO4-	(meq/L)1/nH2AsO4-1/nH2AsO4-2	6.1	7.8	1.9
KH2AsO4-OH-	(meq/L)1/nOH-1/nH2AsO4-	0.10	0.18	0.080
KHAsO4-OH-	(meq/L)1/nOH-1/nH2AsO4-2	0.61	1.4	0.15
HAsO2	物理吸着の定数	kHAsO2	-	12	17	0.64
1/nHAsO2	-	0.66	0.66	0.44
競争イオン交換吸着の定数	nHAsO2	(meq/L)1/nH2AsO4-1/nH2AsO4-2	0.77	0.77
KAsO2-OH-	(meq/L)1/nOH-1/nH2AsO4-	0.17	0.15
H2B4O7	物理吸着の定数	kH2B4O7	meq/kg-dry(meq/L)1/nH2B4O7	700	480	42
1/nH2B4O7	-	0.93	0.74	1.1

## 4 ）鉛の溶出速度と存在形態の解析

## a）溶出速度

無機汚染物質の、水溶出速度を測定するために、土壌に一度吸着させて平衡状態に到達させた後に、遠心分離して水層を取り除き、再び清浄な水を加えて溶出実験を試みた結果、いずれの土
壊も6hではほぼ脱離平衡となっていることが確認できた。

しかし、鉛では汚染期間を1週間と1ヶ月間としたモデル汚染土壌を用いたが、汚染期間が長くなるほど、図(1)-26に例を示すように、脱離平衡となる濃度が低下することが確認された。土壌中に存在する鉛の含有量は等しい試料であるため、汚染期間が長期になると、鉛の土壌中での存在形態が変化してより溶出しにくくなったと考えられた。そこで、環境雰囲気の違いによる土壌中での鉛の存在形態の変化について調べることにした。

図(1)-26 汚染期間の違いによる脱離性の違い

## b）土壤中の鉛の存在形態の変化

土壤中で鉛の形態がどのように変化していくのかを把握するため、環境雰囲気を変えて表(1)-1に示した画分中の鉛濃度を測定した結果を図(1)-27及び図(1)-28に示す。

黒ぼく土①、ローム土①とも、塩化鉛溶液を土壌に加えた直後に水可溶態やイオン交換態の鉛が著しく減少し、炭酸塩態及び酸化物態や硫化物態等に変化した。

pH5の黒ぼく土に空気を通気したところ、水溶解態が減少し、イオン交換態が増加したのに対して、二酸化炭素1.5%含有空気を通気したところ、水溶解態が減少し、炭酸塩態が増加した。

これらの結果から、土壌中の二酸化炭素濃度が炭酸塩の生成に影響を及ぼすことが考えられた。また、硫化物態の量は、pH5よりもpH7の方が高かった。これは、pHが大きくなるにつれて土壌中の硫化水素が一部解離して硫化物イオンとなり、硫化鉛が生成したことによると推定された。pH5では、pH7よりも硫化水素が解離しにくいため、硫化鉛は生成しにくく、通気日数とともに硫化鉛が酸化されて一部が硫酸鉛となったと推定された。
### i）pH5、1.5%CO_{2}+室内空気

iii）pH7、室内空気

ii）pH7、1.5% CO_{2}+室内空気

iv）pH9、室内空気

図(1)−27 環境雰囲気の違いによる鉛の形態の時間変化（黒ぼく土①）

i）pH7、1.5%CO_{2}+室内空気

ii）pH9、1.5% CO_{2}+室内空気
iv）pH9、室内空気

図(1)-28 環境雰囲気の違いによる鉛の形態の時間変化（ローム土 $ ^{①} $ ）

また、Ⅲの画分について、pH5の酢酸緩衝液により、表面錯体の一部や炭酸鉛が溶出するが、溶出した重金属の一部は酸化物鉱物や腐食物質などに再吸着されることが報告されている $ ^{10} $ 。このことから、黒ぼく土については、腐食物質へ鉛が再吸着した可能性が考えられた。さらに、前述したように、pH7では、鉛イオンが有機物に結合して土壌に物理吸着し、これがpH5よりもpH7で酸可溶態の濃度が高かった原因であると推定された。

黒ぼく土①は、14日間のガス通気後、pH5の土壌はpH4.5程度に、pH7の土壌はpH5.9程度にpHが低下した。このpH低下がイオン交換態の増加原因の一つであると推定された。

ローム土に関しては、 $ Pb^{2+} $ の形態で添加された鉛は、pH7では95%程度、pH9では99.9%以上が土壌中で速やかに炭酸塩態鉛及び酸化鉛や硫化物等の酸可溶態鉛に変化した。pH7では、空気または二酸化炭素1.5%含有空気を通気したところ、いずれも通気後はイオン交換態がやや増加し、硫化物態等がやや減少した。これは、土壌中の硫化鉛が通気によって硫酸鉛に酸化され、鉛イオンと硫酸イオンに解離したためであると推定された。

また、pH9のローム土に空気または二酸化炭素1.5%含有空気を通気したところ、いずれもイオン交換態が大幅に増加し、硫化物態等がやや減少し、それらの変化は二酸化炭素1.5%含有空気を通気した場合の方が顕著であった。この原因として、アルカリ性では鉛イオンは水酸化鉛、酸化鉛、さらに炭酸鉛へと変化するためと推定された。

水中の二酸化炭素は、pH7ではほとんどが炭酸水素イオンとして存在するが、pH9では炭酸イオンに解離するため炭酸鉛が生成しやすいことによると考えられた。また、通気中に土壌のpHは、pH7に調製したものはpH6.1に、pH9に調製したものは1.5%含有空気を通気したものがpH7.5、空気を通気したものはがpH8.1程度まで低下した。このpH低下も、イオン交換態が増加した一因であると推定された。

また、硫化物態等の酸可溶態鉛の量は、pH7よりもpH9の方が高かった。これは、アルカリ側でpHが大きくなるにつれ硫化物の一部が硫化物イオンとなることにより、硫化鉛等の酸可溶態鉛が生成し、このうちの一部が硫酸鉛に変化したと推定された。pH7では、pH9のときよりも硫化水
素が解離しにくいため、硫化鉛が生成しにくいが、通気日数とともに硫化鉛が酸化されて硫酸鉛となる割合が大きくなったと考えられた。なお、土壌に硫化鉛を添加した条件でも同様の試験を実施したが、硫化鉛の影響はほとんど見られなかった。

以上のように、鉛の土壌中での存在形態は、土壌の種類とpH、及び二酸化炭素や酸素との接触によって変化し、水溶出量（溶出量試験値）が増減することが分かった。したがって、実際の汚染土壌の溶出量試験を行う際には、サンプリング後の保管状況や風乾操作によって鉛の溶出量が大きく変化する可能性があるので十分に注意する必要がある。

## 5 ）非汚染土壤からの分析妨害物の水溶出速度

汚染されていない黒ぼく土①、ローム土①及び砂質土①を、公定法の溶出量試験と同一条件で振とうした際に、主要な分析妨害物質の溶出濃度の6hまでの経時変化を測定した結果を表(1)-7に示す。6h後の溶出濃度を見ると、全体的な傾向として、Ca>Si>Mg>Fe>Al>Zn>Mn>Cuの順で高濃度の溶出が見られた。特に、Cuは砂質土①で約0.01mg/Lで溶出したほかはいずれも

0.005mg/L以下であった。また、FeやAlは砂質土 $ ^{①} $ で溶出濃度が高く、CaやZn等は黒ぼく土 $ ^{①} $ で溶出濃度が高く見られた。土壌によって分析妨害物の溶出濃度が大きく異なり、FeやCaでは数100倍、ZnやMnなどでは数10倍、溶出濃度が異なった。高濃度で溶出する物質は分析を妨害する可能性があると考えられた。

また、黒ぼく土①ではAlやZn、ローム土①ではCaやZnのように溶出初期に一度、濃度が高くなった後に減少し、再び高くなるという複雑な挙動を示す土壌や元素が見られた。この原因としては、まずpHの変動が考えられた。溶出量試験はpH6.0の試験液を用いて溶出させたが、土壌のpHや緩衝作用によってpHが変化する際に、吸着の促進と、溶出の促進とが重ね合われてこのような現象が生じたことが推定される。また、もう一つの原因として、これらの無機元素が土壤中に不均一に分布しており、水中に投入された後、各無機元素イオンの移動性が高まって、土壌粒子表面の一部で、吸着が促進されたことも考えられる。

さらに、6h値に対する溶出率の変化を見ると、いずれの土壌でもFe及びSiは溶出速度が遅く、6h経過しても平衡状態には到達していないと推定された。AlとSiは粘土鉱物であるケイ酸塩鉱物を構成する主要な元素である。また、FeやMgも雲母やクロライト等の一部のケイ酸塩鉱物に含まれる。また、CaやMg、Feは主要なイオン交換元素として存在し、Mn、Zn、Cuも少量のイオン交換元素として存在する。

ここで、Siは前述のようにいずれの土壌でも平衡状態に到達するのが遅いが、Alは黒ぼく土①では1h時間程度の比較的短時間に平衡状態に到達する。いずれも土壌中に多量に存在し、土壌の鉱物を構成する主要な元素であるが、SiよりもAlが早く平衡へと到達した。これは、Al及びSiの溶解平衡、吸着平衡の違いによるものと推定される。特に、Alの溶出濃度は、砂質土①＞黒ぼく土①＞ローム土①となっており、ローム土①では、砂質土①の18分の1以下（定量下限以下）となっている。いずれの土壌も、含有量はかなり高いと考えられること、Alは3価のカチオンとなり、土壌に多量に吸着すると考えられることから、表面積が大きく、カチオン交換容量の高いローム土①に多く吸着して低濃度となったと考えられた。黒ぼく土①からのAlの脱離は、粒径が小さいために他の土壌と比べて溶出速度が早く、また平衡濃度も低いため、より短時間に平衡状態に到達したと考えられた。一方、砂質土①では、Ca以外の物質は、6hを経過しても平衡状態には到達していないことが示された。砂質土①は、黒ぼく土①、ローム土①に比べると溶出速度が遅く、溶出
時間が長くなるほど分析妨害物質濃度も高くなると考えられた。これは、砂質土 $ ^{①} $ は他の土壤と比べて粒径が大きく、表面積が小さいため、表面からの溶解速度と粒子内での拡散速度が小さくなることが原因と考えられた。すなわち、後から付与される汚染物質は、土壤粒子外表面付近に留まり、溶出され易くなることも予測される。

表(1)-7 非汚染土壤からの分析妨害物質の溶出濃度の経時変化 (mg/L)

試料名	元素	溶出時間
15min	30min	1h	2h	6h
黑ぼく土①	Al	0.27	0.24	0.22	0.23	0.23
Si	5.4	6.2	7.1	8.2	9.4
Fe	7.5×10-3	9.0×10-3	9.4×10-3	1.2×10-2	2.3×10-2
Mg	6.7	6.7	6.6	6.9	7.0
Ca	34	34	34	35	35
Zn	0.40	0.39	0.39	0.41	0.44
Mn	0.17	0.17	0.18	0.18	0.20
Cu	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.0×10-3>
ローム土①	Al	0.1>	0.1>	0.1>	0.1>	0.1>
Si	4.4	4.6	5.1	6.1	8.5
Fe	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.4×10-3	8.8×10-3
Mg	0.38	0.36	0.37	0.39	0.39
Ca	1.1	1.0	1.1	1.2	1.2
Zn	6.0×10-3	9.4×10-3	7.3×10-3	8.6×10-3	1.5×10-2
Mn	5.0×10-2>	5.0×10-2>	5.0×10-2>	5.0×10-2>	5.0×10-2>
Cu	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.0×10-3>
砂質土①	Al	0.51	0.58	0.76	1.1	1.8
Si	0.99	1.2	1.3	2.0	3.4
Fe	0.29	0.69	1.3	2.5	3.6
Mg	0.14	0.16	0.26	0.38	0.60
Ca	0.18	0.16	0.26	0.30	0.32
Zn	5.0×10-3>	9.8×10-3	1.4×10-2	1.5×10-2	2.0×10-2
Mn	3.5×10-2	4.0×10-2	8.2×10-2	0.12	0.18
Cu	5.0×10-3>	5.0×10-3>	5.0×10-3>	7.8×10-3	9.9×10-3
以上をまとめると、水への溶出速度を抑制し、平衡状態への到達を遅くする要因としては、土壌の粒径が大きく表面積が小さいため、鉱物が含有する元素の溶解が遅くなること、また、土壌を構成する主要元素であり、溶解平衡、吸着平衡まで、十分な余裕があることなどが考えられる。したがって、これらの条件を満たす土壌や物質については、溶出時間を短縮することにより、分析妨害物質の溶出濃度を低減できる可能性が示された。

## 6 ）非汚染土壤からの分析妨害物の酸抽出速度

汚染されていない黒ぼく土①、ローム土①及び砂質土①について、公定法の含有量試験と同一条件で振とうした際に、1規定塩酸で抽出される主要な分析妨害物濃度の2hまでの経時変化を測定した結果を表(1)-8に示す。

表(1)-8 非汚染土壤における含有量試験時の分析妨害物質の抽出液濃度の経時変化(mg/L)

試料名	元素	抽出時間
10min	30min	1h	2h
黑ぼく土①	Al	720	960	1170	1320
Si	216	330	420	480
Fe	66	120	234	360
Mg	4.2	4.5	5.1	7.5
Ca	42	42	42	42
Zn	2.6	2.8	2.9	2.9
Mn	1.3	2.6	6.0	11
Cu	2.0	2.1	2.2	2.3
ローム土①	Al	570	810	1290	1620
Si	195	282	510	660
Fe	51	69	141	225
Mg	4.5	4.8	5.4	6.3
Ca	23	23	25	25
Zn	0.18	0.21	0.28	0.33
Mn	0.15>	0.20	0.42	0.81
Cu	0.84	1.0	1.3	1.4
砂質土①	Al	27	36	51	57
Si	36	42	54	57
Fe	21	33	57	78
Mg	7.5	11	18	24
Ca	18	23	29	29
Zn	0.33	0.39	0.51	0.57
Mn	0.75	1.1	1.8	2.1
Cu	0.12	0.14	0.19	0.21

2h後の抽出液濃度を見ると、全体的な傾向としてAl>Si>Fe>Ca>Mg>Mn>Zn>Cuの順で抽出液濃度が高くなった。また、AlやSiはローム土 $ ^{①} $ で抽出液濃度が高く、FeやCa等は黒ぼく土 $ ^{①} $ で抽出液濃度が高くなった。すなわち、土壌によって分析妨害物の抽出液濃度は大きく異なり、Alでは約30倍、MnやSi、Cuでは10数倍、酸抽出量が異なったが、溶出量試験ほどの大きな差は見られなかった。また、表(1)-7に示した水溶出の結果と比較すると、酸抽出の方が各物質とも高濃
度で抽出された。砂質土①では、いずれの分析妨害物も水溶出の数10倍の濃度であった。ローム土①及び黒ぼく土①のSi、Mg、Ca、Zn、Mnでは、砂質土①と同様に数10倍の濃度であったが、Feでは26,000倍及び16,000倍、Alでは16,000倍及び5,700倍、Cuでは300倍及び500倍と非常に高濃度となることが確認できた。溶出量基準値または含有量基準値と試験後の溶出液濃度または抽出液濃度とを比較すると、より高倍率で酸抽出されたFe、Al、Cuはより含有量試験時に分析妨害を生じやすいこととなる。逆にSi、Mg、Ca、Zn、Mnは酸抽出液の方が低倍率であり、溶出量試験時に分析妨害を生じやすいと考えられた。

いずれの土壌でもほとんどの分析妨害物質については、2hでは平衡状態には到達していないことが確認された。また、FeやMn、SiやAlのような土壌の鉱物を構成する主要な元素は酸抽出の速度が比較的遅いことが確認できた。これは、酸抽出条件であるpH=0の状態では、土壌粒子にはほとんど吸着しなくなり、溶解度も非常に大きくなるために平衡状態には到達しないためと考えられた。また、砂質土①は、黒ぼく土①、ローム土①に比べると酸抽出速度が遅く、抽出時間が長くなるほど分析妨害物質濃度も高くなった。これは、他の土壌と比べて粒径が大きく、表面積が小さい砂質土①は、初期にイオン交換で吸着していたカチオンが脱離した後は、土壌粒子がゆっくりと溶解したためと推定された。なお、Caはいずれの土壌でも酸抽出速度が速く、0.5hで大部分が溶出し、2hでほぼ濃度変化が見られなくなった。これは、Caはイオン交換体や塩として土壌中に存在しており、脱離しやすく、溶解度も非常に高いため、速やかに抽出されたと考えられる。さらに、Mg、Zn、Cuについても黒ぼく土①、ローム土①では、0.5h以内で抽出されることが分かった。これは、Mg、Zn、Cuはイオン交換体や塩のような脱離されやすい形態で存在しているためと考えられた。以上のように、Ca、Mg、Zn、Cuは比較的短時間で抽出されるため、妨害物質として常に注意する必要があり、Si、Al、Fe、Mnは、抽出時間を短くすることにより、その影響を低減できる可能性が考えられた。

## （２）低コスト土壤用フローインジェクションアナライザー（FIA装置）の結果及び考察

## 1 ）シアン分析用FIAの開発

## a）最適分析条件の検討

シアン分析の流量は、4-ピリジンカルボン酸-1,3-ジメチルバルビツール酸発色によるFIA法を定めたISO規格 $ ^{1} $ を参考にした。試薬溶液1（RS1）の緩衝液にコハク酸ナトリウム緩衝液（pH 4.3）を用い、緩衝液濃度を0.3 mol/Lとした。また、試薬溶液2（RS2）の4-ピリジンカルボン酸及び1,3-ジメチルバルビツール酸の濃度は各0.1 mol/Lとした。反応温度はISO法では65℃であるが、使用した装置は60℃より高い温度設定ができないため、温度は最高使用温度の60℃とした。

流量を0.53～1.14 mL/min（送液ポンプの回転数7～15 rpm）と変化させて、吸光度への影響を調べた結果を、図(1)-29に示す。12 rpmまではほぼ一定の吸光度が得られたが、15 rpmでは吸光度は低下した。これは流量が大きいと反応時間が短くなり発色反応が十分に起こらないためと考えられた。そこで、流量は0.76 mL/minとした。

反応コイル（RC）の長さの影響を調べたところ、RC1の長さが1 mでは、発色の低下とピークの割れが観測されたため、RC1の長さを2 mとした。またRC2の長さは2 mとすると、発色反応が十分に起こらず、吸光度が低下したため、RC2の長さは3 mとした。

反応恒溫槽の温度を35〜60℃と変化させたときの吸光度への影響を図(1)-30に示す。50℃で最も
高い吸光度が得られ、55℃と60℃で吸光度がやや減少しているのは、最大発色に達した後、退色が起こっているためと考えられたので、恒温槽温度は50℃とした。

図(1)-29 流量の影響

図(1)-30 温度の影響

シアン化物イオン濃度: 0.2 mg/L、試料注入量: 100 μL、CS: 水、RS1: クロラミンT(0.1 g/L)−0.3 mol/L コハク酸ナトリウム緩衝液(pH 4.3)、RS2: 4-ピリジンカルボン酸−1,3-ジメチルバルビツール酸(各0.1 mol/L)溶液、RC1: 0.5 mm i.d.×2 m、RC2: 0.5 mm i.d.×3 m、TC: 60℃

シアン化物イオン濃度：0.2 mg/L、流量：0.76 mL/min、温度を除き、その他の条件は図(1)-29と同じ

RS1の緩衝液にリン酸塩緩衝液を用いて、pHを4～7.5と変化させたときの吸光度への影響を図(1)-31に示す。pH 6.5以上では吸光度が急激に減少し、アルカリ性では発色がみられなかった。pH 4～6.5でほぼ一定の吸光度が得られたので、RS1の緩衝液にリン酸二水素カリウムーリン酸水素ニナトリウム緩衝液を用い、pHを6とした。また、pHを6として、緩衝液濃度を0.1～0.3 mol/Lと変化させて発色への影響を検討した結果を図(1)-32に示す。緩衝液濃度0.1 mol/Lでは、緩衝能が十分でなく、0.25 mol/L以上でほぼ一定の吸光度が得られたことから、緩衝液の濃度は0.3 mol/Lとした。

図(1)-31 緩衝液のpHの影響

シアン化物イオン濃度：0.1 mg/L、温度50℃、RS1:クロラミンT(0.1 g/L)-0.3 mol/Lリン酸塩緩衝液、pHを除くその他の条件は図(1)-29と同じ

図(1)-32 緩衝液濃度の影響

シアン化物イオン濃度：0.1 mg/L、pH 6.0、RS1中のリン酸塩緩衝液の濃度を除くその他の条件は図(1)-29と同じ
RS2中の4-ピリジンカルボン酸濃度を0.1 mol/Lとして、1,3-ジメチルバルビツール酸濃度を0.01～0.1 mol/Lと変化させて吸光度への影響を検討した結果を図(1)-33に示す。1,3-ジメチルバルビツール酸濃度が0.04 mol/Lより低いと濃度の減少とともに吸光度は低下したが、0.04 mol/L以上では一定の吸光度が得られた。次にRS2中の1,3-ジメチルバルビツール酸濃度を0.05 mol/Lとして、4-ピリジンカルボン酸濃度を0.05～0.2 mol/Lと変化させて発色への影響を検討した結果を図(1)-34に示す。4-ピリジンカルボン酸濃度が0.1 mol/Lより低いと濃度の減少に伴って吸光度が低くなった。一方、0.1～0.2 mol/Lの濃度範囲では、吸光度はほぼ一定であった。これらの結果から、RS2の4-ピリジンカルボン酸濃度は0.1 mol/L、1,3-ジメチルバルビツール酸濃度は0.05 mol/Lとした。

1,3-ジメデルバルビツール酸の濃度（mol/L）

図(1)-33 1,3-ジメチルバルビツール酸濃度の影響

図(1)-34 4-ピリジン酸カルボン酸濃度の影響

シアン化物イオン濃度：0.1 mg/L、pH 6.0、RS2中の1,3-ジメチルバルビツール酸濃度を除くその他の条件は図(1)-29と同じ

シアン化物イオン濃度：0.1 mg/L、RS2中の1,3-ジメチルバルビツール酸濃度0.1 mol/L、4-ピリジンカルボン酸濃度を除くその他の条件は図(1)-29と同じ

図(1)-35 シアンの検量線

試料注入量：100 $ \mu $ L、流量：0.76 mL/min

CS：水、RS1：クロラミンT（0.1 g/L）-0.3 mol/L リン酸二水素カリウム-リン酸水素ニナトリウム緩衝液（pH 6.0）、RS2：4-ピリジンカルボン酸（0.1 mol/L）-1,3-ジメチルバルビツール酸（0.05 mol/L）溶液、RC1：0.5 mm i.d.×2 m、RC2：0.5 mm i.d.×3 m、TC：50℃
以上の結果から、最適なFIA条件を次のように定めた。

キャリヤー（CS）：水、試薬溶液1(RS1)：クロラミンT(0.1 g/L)−0.3 mol/Lリン酸二水素カリウム-リン酸水素ニナトリウム緩衝液(pH 6.0)、試薬溶液2(RS2)：4-ピリジンカルボン酸(0.1 mol/L)−1,3-ジメチルバルビツール酸(0.05 mol/L)溶液、流量：0.76 mL/min、反応コイル1(RC1)：0.5 mm i.d.×2m、反応コイル2(RC2)：0.5 mm i.d.×3m、恒温槽温度(TC)：50℃、試料注入量：100 μL

これらの条件でシアン化物イオン濃度として0.004～0.5 mg/Lのシアン化カリウム標準液をサンプルインジェクターから100 μL注入して検量線を作成したところ、図(1)-35に示す。CN濃度（x mg/L）と吸光度（y）との間に良好な直線関係が得られ、 $ y = 1.044 x + 0.0002 $ （ $ R^{2} = 0.9997 $ ）であった。また、0.05 mg/L以下の低濃度領域でも、濃度と吸光度との間に良好な直線関係が得られ、高感度で定量できることが分かった。線返し精度（n = 10）は0.1 mg/Lで2%、0.02 mg/Lで4%であった。検出限界（3σ）及び定量下限（10σ）はそれぞれ0.0015及び0.005 mg/Lであった。また、試料処理速度は1時間あたり20試料であった。

## b）公定法との比較

開発した簡易FIA法と公定法（JIS K 0102の38に定める吸光光度法）との比較を表(1)-9に示す。開発したFIA法は、公定法に比べて1/10濃度のCNを同程度の精度で定量できる。また、公定法では最大かつ一定な発色を得るのに30分間を必要とするが、本法によれば、1試料あたり約3分間で分析できるので、大幅に迅速化できる。また、試料量及び試薬使用量も大幅に節約できる。

表(1)-9 1試料あたりの本FIA法と公定法の比較

項目	本FIA法	公定法1)
クロラミンT量	0.075 mg 2)	5 mg
4-ピリジンカルボン酸ナトリウム量	11 mg 2)	180 mg
1,3-ジメチルバルビツール酸量	6 mg 2)	0 mg
ピラブロン量	0 mg	30 mg
リン酸水素ニナトリウム-リン酸二水素カリウム量	13-18 mg 2)	356-340 mg
試料量	100 μL	10 mL
分析時間	3分	30分
定量下限	0.005 mg/L	0.05mg/L
繰返し精度	2～4%	2～10%

$ ^{1)} $ JIS K 0102 の38.3-吸光光度法 $ ^{2)} $ 濃度(g/L)×流量(mL/min)×分析時間(min)で算出

## 2 ）ホウ素分析用FIAの開発

## a）最適分析条件の検討

アゾメチンH（1-(サリチリデンアミノ)-8-ヒドロキシナフタレン-3,6-ジスルホン酸）はホウ酸と反応して、弱酸性で黄色のホウ素-アゾメチンH錯体を生成する。発色試薬であるアゾメチンH溶液自身も黄色であり、ホウ素-アゾメチンH錯体の生成による黄色の発色は、アゾメチンH溶液との吸光度の差を測定して検出することになる。
アゾメチンH及びホウ素-アゾメチンH錯体の推定される構造式を図(1)-36に示す。

図(1)-36から推定されるように、アゾメチンHの2つの水酸基がホウ素との錯体形成に関与し、これらの解離はpHに大きく依存する。したがって、錯体生成反応、すなわち発色はpHの影響を受けるものと考えられる。pHを5～7.5と変化させて、ホウ素-アゾメチンH錯体の吸収スペクトルを測定したところ、図(1)-37に示すような結果が得られた。pHが高くなると、極大吸収波長は長波長側にずれることが分かった。また、吸光度はpH 6.5のとき最大となり、吸収極大波長は410～415 nmであったので、pHを6.5とし、測定波長を410 nm付近もしくは415 nm付近とすることが望ましい。しかし、本研究で用いた低コストFIA装置の標準型では、検出部に白色LED光源を用い、光学フィルターによって測定波長の光を取り出すが、480 nm以下では光量が弱く、ホウ素の分析に必要な410～415 nmの光が得られないことが分かった。そこで、検出部に光学フィルターを付けず、白色LED光源ではなく、405 nm付近の光を放つLED光源に変えて、吸光度を測定することとした。

初期の試薬溶液（RS）濃度は、JIS K 0102の47.2に定めるアゾメチンH吸光光度法（回分法）を参考にして、RS中のアゾメチンH濃度を0.5%、アスコルビン酸濃度を1.5%とした。また、アゾメチンHによる発色は、回分法では放置時間を2時間としていることから、反応が遅いと考えて、試料注入量を400μL、反応コイル（RC）の長さを10mとした。アゾメチンH及び生成したホウ素-アゾメチンH錯体は加水分解しやすいといわれ、反応温度は低く保ちたいので、恒温槽（TC）で安定した温度制御が可能な40℃とした。なお、RS中の酢酸アンモニウム濃度は3.3%(0.4 mol/L)とした。

以上の条件で、ペリスタポンプに内径2.0 mm×10 cmのファーメドチューブを使用して流量の影響を検討したところ、ポンプの回転数x（rpm）と流量y（mL/min）との間には、y=0.1683xが成り立った。送液ポンプの流量を0.84～1.35 mL/min（回転

図(1)-36 推定される構造式: アゾメチンH（上）、ホウ素-アゾメチンH錯体（下）

図(1)-37 ホウ素ーアゾメチン H 錯体の吸収スペクトルに及ぼす pH の影響

## 図(1)-38 流量の影響

濃度：Bとして1.0 mg/L、試料注入量：400 μL

CS：水、RS：アゾメチンH（0.5%）-アスコルビン酸（1.5%）-酢酸アンモニウム（3.3%）溶液、pH 6.5、RC：0.5 mm i.d.×10 m、TC：40℃
数5～8 rpm）と変化させて、吸光度への影響を調べた結果を、図(1)-38に示す。流量が大きくなると、吸光度は低下する傾向がみられた。しかし、流量が小さいと、ピークシグナルの検出時間が遅くなる。流量0.8 mL/minでは分析に6分間以上かかるので、流量は約3分間で分析可能な1.2 mL/minとなるように流量は1.18 mL/min（回転数を7 rpm）とした。

RS中の酢酸アンモニウム濃度を0.1～3.6 mol/Lに変化させて吸光度への影響を調べた結果を図(1)-39に示す。酢酸アンモニウム濃度が1 mol/L以上で吸光度は最大となり、ほぼ一定の値を示したので、酢酸アンモニウム濃度は1.3 mol/L（10%）とした。また、反応恒温槽の温度を25～60℃に変化させたときの吸光度への影響を図(1)-40に示す。温度が高くなると吸光度は低下し、30℃以上では退色が始まると考えられたので、できる限り低い40℃に設定することとした。

図(1)-39 酢酸アンモニウム濃度の影響

濃度：Bとして1.0 mg/L、流量：1.2 mL/min 酢酸アンモニウム濃度を除くその他の条件は 図(1)-38と同じ

図(1)-40 温度の影響

濃度: Bとして1.0 mg/L、流量: 1.2 mL/min、RS中の酢酸アンモニウム濃度: 10%、温度を除くその他の条件は図(1)-38と同じ

酢酸またはアンモニアの添加により pH を調整して、RSのpHを5～7.5と変化させたときの吸光度への影響を図(1)-41に示す。pH 6.5のとき最も高い吸光度の値を示したのでRSのpHは6.5とした。このpH6.5は、図(1)-37に示したホウ素-アゾメチンH錯体の吸収スペクトルで、pH 6.5のときに吸光度が最高になったという結果とも一致する。次いで、アゾメチンH濃度を0.1～0.7％と変化させたときの吸光度への影響を図(1)-42に示す。アゾメチンH濃度が0.45％より低いと吸光度は小さく、0.5％以上で一定最大の吸光度が得られた。アゾメチンH濃度が0.8％以上では、RSの着色が非常に強く、吸光度が1.6以上となって、用いた低コストFIA装置ではブランク（ベースライン）が高すぎて、生成する錯体の吸光度の測定が不可能であったので、アゾメチン濃度は0.5％とした。
図(1)-41 pHの影響

濃度：Bとして1.0 mg/L、流量：1.2 mL/min、RS 中の酢酸アンモニウム濃度：10%、温度：60℃、pHを除くその他の条件は図(1)-38と同じ

図(1)-42 アゾメチンH濃度の影響

濃度：Bとして1.0 mg/L、流量：1.2 mL/min、RS：各濃度のアゾメチンH-アスコルビン酸(1.5%) - 酢酸アンモニウム(10%)溶液を除くその他の条件は図(1)-38と同じ

アスコルビン酸は、酸化されやすいアゾメチンHの変質を防ぐための還元剤として添加するといわれている。そこで、アスコルビン酸濃度を0〜3％と変化させたときの吸光度への影響を図(1)-43に示す。アスコルビン酸濃度による吸光度への影響はみられなかった。しかし、アスコルビン酸を加えたRSと、加えていないRSの吸収スペクトルの経時変化を図(1)-44に示す。アスコルビン酸を加えないと、RS中のアゾメチンHが酸化されやすく、赤紫色の物質を生成したのでアスコルビン酸を加えることとした。

さらに、これまで定めた分析条件で、0.04～2.0 mg/Lのホウ素標準溶液をサンプルインジェ

図(1)-43 アスコルビン酸濃度の影響

濃度：Bとして1.0 mg/L、流量：1.2 mL/min、RS中の酢酸アンモニウム、アスコルビン酸の濃度10%、0.5%除くその他の条件は図(1)-34と同じ

図(1)-44 試薬溶液（RS）の吸収スペクトルの経時変化

アスコルビン酸（1.5%）を加えたRS（左）及びアスコルビン酸を加えていないRS（右）
クターから、200 μL及び400 μLのサンプルループに注入して、それぞれ検量線を作成したところ、図(1)-45に示すように、試料注入量による違いはほとんどなかったので、200μL注入とした。

以上の条件では、ホウ素濃度0.04～1.6 mg/Lの範囲で、濃度（x mg/L）と吸光度（y）との間に良好な直線関係が得られ、 $ y = 0.198x + 0.002 $ （ $ R^{2} = 0.9997 $ ）であった。繰返し精度（n = 9）は1.0 mg/Lで0.8%、0.04 mg/Lで4%であった。また、試料処理速度は1時間あたり15～20試料となった。

図(1)-45 ホウ素の検量線

试料注入量：●200 $ \mu $ L、○400 $ \mu $ L

CS: 水、RS: アゾメチンH(0.5%) - アスコルビン酸 (1.5%)

- 酢酸アンモニウム（10%）溶液、pH 6.5、流量：1.2 mL/min、

RC : 0.5 mm i.d.×10 m、TC : 40℃

## b）公定法との比較

開発した簡易FIA法と公定法（JIS K 0102の47に定める吸光光度法）との比較を表(1)-10に示す。開発した簡易FIA法は、JIS K 0102の47.2に定めるアゾメチンH吸光光度法（回分法）に比べて、1/5濃度のホウ素を高精度で定量できる。また、回分法では最大かつ一定な発色を得るのに120分間を必要とするが、本FIA法によれば、1試料あたり4分間以内で分析できるので、分析時間を大幅に短縮でき、試料量及び試薬使用量を大幅に節約できる。

表(1)-10 1試料あたりの本FIA法とJIS法の比較

項目	本FIA法	JIS法1)
アゾメチンH量	10.5 mg 2)	50 mg
アスコルビン酸量	32 mg 2)	150 mg
酢酸アンモニウム量	0.21 g 2)	5 g
試料量	200 μL	25 mL
分析時間	3.5分	120分
定量下限	0.04 mg/L	0.2 mg/L
繰返し精度	0.8～4%	3～10%

$ ^{1)} $ JIS K 0102 の47.2吸光光度法

$ ^{2)} $ 濃度（g/L）×流量（mL/min）×分析時間（min）で算出
## c）土壤試験への適用方法と適用性の確認

アゾメチンHとの錯体生成による発色を原理としたホウ素の定量法では、発色試薬溶液のアゾメチンH自身による着色が強く、測定波長でのブランク吸光度が高いため、定量範囲が狭くなる。ホウ素の土壤溶出量基準は1 mg/Lであり、a)で述べたホウ素のFIA法では、定量下限が0.04 mg/Lであり、溶出量基準の1/25までを定量できて高感度化に成功したが、定量上限が1.6 mg/Lで、溶出量基準の1.6倍を超える土壤試料については、希釈などの前処理が必要となる。そこで、定量上限を高くする分析条件を検討し、土壤試験への適用を図った。

すなわち、RS中のアゾメチンH濃度を低くして、あるいはpHを低くすることによって試薬溶液(RS)自身の吸光度、すなわちブランクを低くすることを考えた。a)で定めたアゾメチンH濃度0.5%でpHを6.5から6.0、5.5と低くして検討した。また、アゾメチンH濃度を半分の0.25%とした時も同様にpHを低下させて検討した結果を図(1)-46に示す。

図(1)-46 各アゾメチンH濃度、各pHでの検量線

試料注入量：200 μL、CS：水、RS中のアスコルビン酸：アゾメチン

H濃度の3倍、酢酸アンモニウム濃度：10％、流量：1.2 mL/min、RC：

0.5 mm i.d.×10 m、TC : 40℃

RS中のアゾメチンH濃度あるいはpHを低くすると、RSのブランクは小さくなったが、感度（直線の傾き）も低下した。感度の低下が小さく、直線の範囲が広い条件を選んで、RS中のアゾメチン濃度を0.25%、pHを6.5とした。この分析条件では、ホウ素濃度0.2～7 mg/Lの範囲で、濃度x(mg/L)と吸光度yとの間に良好な直線関係が得られ、y=0.0827x（R²=0.9994）であり、線返し精度（n=6）は5.0 mg/Lで0.4%、0.2 mg/Lで4.2%であった。本法を土壌溶出量試験に適用すれば、溶出量基準（1 mg/L）の1/5から7倍までの定量が可能であると考えられる。ローム土及び黒ぼく土を用いて、土壌溶出量試験及び土壌含有量試験への適用可能性を確認したところ、試験液は、いずれも黄褐色に着色していた。土壌試験液の吸収スペクトルを、図(1)-47に示す。測定波長405 nmにおけるローム土及び黒ぼく土の溶出量試験液の吸光度はそれぞれ、0.012及び0.039であり、ローム土及び黒ぼく土の含有量試験液の吸光度はそれぞれ、1.07及び1.37であった。このため、アゾメチンHを含
まないRS（ブランク測定用RS）を用いて試料ブランクを測定し、測定値から差し引いて補正することとした。

土壤溶出量試験への適用性を検討した結果を表(1)-11に示す。本発色反応は、アルミニウムや鉄(Ⅲ)などが共存すると、正の誤差を与えることが知られている。土壤中にはこれらの金属が多く存在する。表(1)-11に示すように、土壤溶出量試験液をそのままFIA装置に注入して測定すると、吸光度は高い値を示した。そこで、EDTA

(1%) を添加したRSを用いて測定すると、

図(1)-47 土壌試験液の吸収スペクトル

吸光度は下り、正常値となった。これは、EDTAの添加によって、アルミニウムや鉄(Ⅲ)などの妨害物質がマスキングされ、正の妨害が抑えられたためと考えられる。この測定に用いた黒ぼく土のホウ素溶出量は、溶出量基準の1/25、ローム土では基準の1/25にも満たなかった。そこで、これらの溶出量試験液を用いて添加回収実験を行ったところ、回収率は101％及び98％と良好な結果が得られた。

表(1)-11 ホウ素の土壌溶出量試験

土壤	測定値
(A)	ブランク値
(B)	A-B	溶出量
(mg/L)	回收率
(%)
ローム土	希釈、添加等なし	0.0866	0.0066	0.0800	0.36	-
RSにEDTA1%を添加	0.0087	0.0057	0.0030	N.D.	-
木ウ素1.0 mg/Lを添加	0.2101	0.0057	0.2044	1.01	101
黒ぼく	希釈、添加等なし	0.0454	0.0178	0.0276	0.09	-
RSにEDTA1%を添加	0.0273	0.0173	0.0100	0.04	-
木ウ素1.0 mg/Lを添加	0.2226	0.0173	0.2052	1.02	98

次に、土壌含有量試験への適用性を検討した。含有量試験液は黄色く、測定波長付近に強い吸収をもち、405 nmにおける吸光度は、溶出量試験液の30～90倍であった（図(1)-47）。さらに、含有量試験液の特徴は、塩酸1 mol/Lの強酸性溶液であること、及び分析を妨害するアルミニウムや鉄(Ⅲ)を多量に含んでいるので希釈が必要であることが分かった。土壌含有量基準は4000 mg/kgであり、土壌のホウ素含有量が基準値であれば、希釈していない試験液のホウ素濃度は120 mg/Lである。本FIA法の定量下限は0.04 mg/Lであり、250倍希釈しても含有量基準の1/10までの定量が可能である。また、アゾメチンHとの発色反応は強酸性では起こらないので、RS中の酢酸アンモニウムの濃度を0～30％と変化させて、酸に対する酢酸アンモニウム溶液の緩衝能を調べた結果、酢
酸アンモニウム濃度が20％以上では、塩酸0.01 mol/L溶液では発色がほとんど妨害なく起こることが確認され、含有量試験液を100倍以上希釈して分析すればよいことが分かった。さらに、RS中に添加するEDTAの濃度を0～10％と変化させて、アルミニウムイオンに対するEDTAのマスキング効果を調べた結果、EDTA濃度1％以上で、アルミニウムイオン200 mg/Lが共存していてもほとんど妨害がないことが分かった。

以上より、土壌含有量試験は、RS中の酢酸アンモニウム濃度を20%、EDTA濃度を1%として、試験液を100倍希釈して行った。土壌試験の結果をまとめたものを、表(1)-12に示す。土壌試験液のホウ素濃度は0.04 mg/L以下であった。添加回収実験の回収率は91～101％と良好な結果となり、公定法での結果ともほぼ一致し、開発したFIA法が、ホウ素の土壌試験に適用可能であることが確認された。

表(1)-12 本 FIA 法による土壌含有量試験と公定法 $ ^{注)} $ との比較

土壤試験液	木ウ素
添加濃度
(mg/L)	本 FIA 法
定量值
(mg/L)	本 FIA 法
回收率
(%)	公定法
定量值
(mg/L)	公定法
回收率
(%)
溶出量試験液
(ローム土)	0.0
1.0	N.D.
1.01	-
101	N.D.
1.10	-
110
溶出量試験液
(黒ぼく)	0.0
1.0	0.04
1.02	-
98	0.016
1.18	-
116
含有量試験液 1/100
(ローム土)	0.0
1.0	N.D.
0.98	-
96	0.014
1.02	-
101
含有量試験液
1/100 (黒ぼく)	0.0
1.0	0.04
0.95	-
91	0.014
0.99	-
98

注) JIS K 0102 の 47.3 ICP-AES 法

## 3 ）フッ素分析用FIAの開発

## a）最適分析条件の検討

フッ素の土壌分析の公定法では、水蒸気蒸留の前処理をした試料に、ランタンアリザリンコンプレキソン吸光光度法を適用している。この吸光光度法は、弱酸性溶液中でランタンとアリザリンコンプレキソンとの赤紫色の錯体(以下、La-ALCと記す)がフッ化物イオンと反応して青紫色の複合錯体(以下、F-La-ALCと記す)を生成するのを利用している。La-ALC及びF-La-ALCの吸収極大波長はそれぞれ520 nm、565 nm付近にあるが、測定はF-La-ALCとLa-ALCとの吸光度差が最も大きくなる波長620 nm付近で行われる。また、増感効果のために発色時にアセトンを添加することになっている。しかし、この複合錯体の生成速度が大きくないために、公定法である回分法では、発色時間として常温、1時間が規定されている。迅速簡便な方法としてこの発色原理を利用したFIA法が報告されており、2011年3月には流れ分析法による水質試験方法がJIS K 0170として規格化され、その7部にFIA法、CFA法が示されている。これらの方法は、いずれも発色試薬溶液のランタンアリザリンコンプレキソン溶液にアセトンが添加されている。本研究で用いた低コストFIA装置では、ポンプにペリスタポンプを用いるので、チューブの劣化を防ぐために、有機溶媒の使用は極力避けたい。そこで、調製が簡便な同仁化学製アルフッソン(La-ALC錯体とpH調整用の緩衝剤の混合剤)を発色試薬溶液として、アセトンを含まないアルフッソン溶液(4 g/L)とアセトンを10%含むアルフッソン溶液(4 g/L)を用い、フッ化物イオン標準液(0.2～1.6 mg/L)での吸光度を比較した結果を図(1)-48に示す。この場合のアセトンの増感効果は1.07倍で小さかったので、本操作ではアセトンを添加しないこととした。次に、フッ化物イオン標準液(0.4 mg/L)を用いて、アセトン無し
のアルフッソン溶液のアルフッソン濃度の影響を検討した結果を図(1)-49に示す。アルフッソン濃度6 g/L以上で一定最大の吸光度を示した。アルフッソン濃度6 g/Lの溶液を用いることとした。

図(1)-48 発色溶液中のアセトン濃度の影響 キャリヤー：水、試薬溶液：アルフッソン溶液(4 g/L)；●アセトン10%、○アセトン0%、流量：0.51 mL/min、温度：60℃、反応コイル：5 m、フッ化物イオン濃度：0.5 mg/L、試料量：200 μL

図(1)-49 発色溶液のアルフッソン濃度の影響 キャリヤー：水、流量：0.51 mL/min、温度：60℃、 反応コイル：5 m、フッ化物イオン濃度：0.4 mg/L、 試料量：200 μ L

図(1)-48及び図(1)-49の条件で、フッ化物イオン0～0.8 mg/Lの検量線を作成したところ、0.2 mg/Lより低い濃度では直線性が失われた。種々検討したところ、発色試薬溶液に予めフッ化物イオンを添加しておけば良いことが分かった。フッ化物イオンの添加量を変えたアルフッソン溶液を用い、フッ化物イオン0.008～0.8 mg/Lでの検量線の直線性をR²で検討した結果を図(1)-50に示す。フッ化物イオン濃度が0.6 mg/L以上でほぼ1に近いR²を示したので、発色試薬溶液としてフッ化物イオン6 mg/Lを含むアルフッソン溶液(6 g/L)を用いることとした。なお、この効果の詳細はまだはっきりしないが、生成速度が大きくはないF-La-ALC複合錯体の生成が促進されるのではないかと考えられた。

次に、フッ化物イオン(0.4 mg/L)標準液を用い、内径0.5 mmと0.8 mmのそれぞれで反応コイル長さを5 mと10 mとに変え、また、10 mでは流量0.51 mL/minだけではなく0.21 mL/minでも検討した結果を図(1)-51に示す。なお、図の横軸は、反応コイルの体積を流量で割った値を混合時間として示した。混合時間230秒(内径0.5 mm、長さ10 m、流量0.51 mL/min)以上でほぼ一定の吸光度が得られたことから反応コイルの長さは10 mとした。

フッ化物イオン標準液(0.4、0.8 mg/L)を用い、反応温度の影響を検討した結果を図(1)-52に示す。50℃以上でほぼ一定の吸光度が得られたことから、恒温槽の温度は60℃とした。

反応コイル10 m、流量0.51 mL/minの条件では、1試料の分析時間が約5分かかることから、流量を大きくすることを検討した。なお、用いた低コストFIA装置のペリスタポンプの最大回転数が15 rpmで最大流量は0.765 mL/minのため、プランジャーポンプを装備したFIA装置を用いて検討した結果を図(1)-53に示す。いずれも流量が大きくなるにつれ、吸光度が低くなったので、時間短縮よりも高感度化を優先して低コストFIA装置でも可能な流量0.51 mL/minを採用することとした。また、試料流入量400μLの方が吸光度はやや高かったことから、試料注入量は400μLとした。
図(1)-50 発色溶液中のフッ化物イオン濃度の影響

キャリヤー：水、試薬溶液：アルフッソン溶液(6 g/L)、流量：0.51 mL/min、温度：60℃、反応コイル：5 m、フッ化物イオン濃度：0.5 mg/L、試料量：200 μ L

図(1)-52 恒温槽温度の影響

キャリヤー：水、試薬溶液：アルフッソン溶液(6 g/L、フッ化物イオン0.6 mg/L)、流量：0.51 mL/min、反応コイル：10 m、フッ化物イオン濃度：○0.8 mg/L、△0.4 mg/L試料量：400 μ L

図(1)-51 混合反応時間の影響

キャリヤー：水、試薬溶液：アルフッソン溶液(6 g/L、フッ化物イオン0.6 mg/L)、流量：0.21/0.51 mL/min、温度：60℃、反応コイル：5/10m、フッ化物イオン濃度：0.4 mg/L

図(1)-53 流量及び試料注入量の影響

キャリヤー：水、試薬溶液：アルフッソン溶液(6 g/L、フッ化物イオン0.6 mg/L)、反応コイル：10 m、フッ化物イオン濃度：0.8 mg/L、0.4 mg/L、試料量：○400 μ L、△：200 μ L

以上の検討の結果、フッ化物イオンのFIA条件を以下のように定めた。

キャリヤー：水、試薬溶液：アルフッソン溶液(6 g/L、フッ化物イオン0.6 mg/L)、流量：0.51 mL/min、反応コイル：10 m、恒温槽温度：60℃、試料量：400μL
これらの条件で、フッ化物イオンの検量線を作成した結果を図(1)-54に示す。また、シグナルピークの一例を図(1)-55に示す。フッ化物イオン0.008～0.8 mg/Lまでの濃度範囲で、濃度と吸光度との間に良好な直線関係が得られている。また、フッ化物イオン標準液を用いた繰り返し実験の繰り返し精度を表(1)-13に示す。フッ化物イオン濃度が、土壌の環境基準の1/100の0.008 mg/Lでも繰り返し精度4％と高精度であった。

図(1)-54 フッ素の検量線

図(1)-55 ピークシグナル例

F mg/L: 左から 0.008、0.04、0.08、0.2、0.4、0.8

表(1)-13 繰り返し測定の精度

各フッ化物イオン濃度における吸光度
0.008 mg/L	0.04 mg/L	0.08 mg/L	0.2 mg/L	0.4 mg/L	0.8 mg/L
0.0019	0.0059	0.0122	0.0314	0.0660	0.1368
0.0020	0.0061	0.0123	0.0320	0.0661	0.1359
0.0018	0.0060	0.0125	0.0315	0.0670	0.1372
0.0018	0.0063	0.0122	0.0319	0.0665	0.1375
0.0019	0.0063	0.0126	0.0316	0.0664	0.1379
平均値	0.0019	0.0061	0.0124	0.0317	0.0664	0.1371
変動係数%	4.0	2.6	1.3	0.7	0.5	0.5

## b）JIS-FIA法との比較検討

平成23年3月にJIS化されたフッ素のFIA法と開発したFIA法について、標準液を用いた検量線を作成し、定量範囲、繰り返し精度、試薬量などを比較するとともに、土壌試験の公定法でのフッ素分析との比較を行った結果を表(1)-14に示す。なお、定量下限値及び繰り返し精度は、本FIA法では検量線の直線範囲の最小濃度及び繰り返し実験の結果の値で示し、公定法でのそれらはいず
れも記載値で示した。本FIA法はアセトン不用で、感度は公定法の10倍、測定時間は約1/12であり、さらに、試料量を1/75にでき、前処理の水蒸気蒸留装置を大幅に小型化しても分析できることになる。また、JISのFIA法と比較しても、アセトンを用いない点や検量線が極めて低濃度域まで直線性がある点で優れているといえる。

表(1)-14 本FIA法とJISのFIA法及び公定法との比較

項目	本 FIA 法	JIS の FIA 法	公定法
アルフッソン量	mg	7.2	7.2	250
アセトン量	mL	0	0.54	10
添加フッ化物イオン	μg	0.72	0	0
試料注入量	μL	400	200	30000
合計流量	mL/min	0.5	3	-
反応コイルの長さ	m	10	10	-
反応温度	℃	60	70	室温
分析時間	min	4.8	1.2	60
定量下限	mg/L	0.008	0.2	0.08
定量下限での繰り返し精度%以下	4	3.6	3～10

## c）土壤試験への適用性の検討

土壌試験の公定法では、フッ素の定量は水蒸気蒸留の前処理を行ってから、ランタンアリザリンコンプレキソン吸光光度法を行うので、吸光光度法を妨害する成分は共存しない。本FIA法でも蒸留処理後の試料に適用すれば、問題なく測定できると考えられる。

## 4 ）クロム(VI)分析用FIAの開発

## a）最適分析条件の検討

クロム(VI)と特異的に反応するジフェニルカルバジド吸光光度法は高感度なため、回分法だけではなく、2011年3月に規格化された流れ分析法のJIS K 0170-7のクロム(VI)の試験方法にも取り入れられている。しかし、JIS K 0170-7では発色試薬であるジフェニルカルバジド溶液としてアセトン50%のものが用いられており、低コストFIA装置のようにペリスタリティックポンプを用いる場合にはアセトンの使用量は極力少なくしたいので、アセトン濃度をJIS K0170-7の1/10の5%とすることとし、2流路型FIA装置を用いて、キャリヤーは水、流量0.85 mL/min、反応温度40℃、硫酸濃度1.2 mol/Lの試薬溶液のジフェニルカルバジド濃度を0.1～1.0 g/Lと変えて0.1-0.5 mg/Lのクロム(VI)標準液を200μL注入し、波長540 nmの吸光度に与える影響を検討した結果を図(1)-56に示す。ジフェニルカルバジド濃度0.4 g/L以上でほぼ一定の吸光度が得られた。しかし、ジフェニルカルバジド濃度が0.4 g/L以下では4 mg/L以上の高濃度で直線性が悪くなったことから、ジフェニルカルバジド濃度は0.5 g/Lとした。

また、ジフェニルカルバジドとクロム(VI)との反応時の硫酸濃度は回分法では0.03～0.1 mol/Lが適していると報告されている。一方、JIS K0170-7での試薬溶液の硫酸濃度は1.2 mol/Lとなっているので、試薬溶液の硫酸濃度を0.1～1.2 mol/Lと変えて、吸光度に与える影響を検討した結果を図(1)-57に示す。硫酸濃度が0.6 mol/L以上になると吸光度が減少したので硫酸濃度を0.34 mol/Lとした。なお、流量及び恒温槽の温度の検討では、試薬溶液はJIS K0170-7と同一とした。