Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
Band No.	Access No.	Source	Identity (%)	Overlap (nt)	分離源	腐植物質との関連	引用文献
23	EU839359	Roseobacter sp. Bo10-20 16S ribosomal RNA gene	100	106	杀状性海洋シアノバクテリアに関連	関連性は確認できず	Hube et al. (2009)
HQ852039	Roseovarius sp. MA1-10 16S ribosomal RNA gene	100	106	ホヤ	関連性は確認できず	EMBL データベース
FJ869041	Rhodobacterales bacterium CB1005 16S ribosomal RNA gene	100	106	チェサピーク湾深度13mの海水	関連性は確認できず	EMBL データベース
24	FN814307	Massilia consociata partial 16S rRNA gene, type strain CCUG 58010T	88.6	132	人臨床試料	関連性は確認できず	Kaempfer et al. (2011)
DQ006842	Neisseria animalis strain LMG 23011 16S ribosomal RNA gene	88.6	132	人	関連性は確認できず	Vandamme et al. (2006)
AJ239283	Neisseria lactamica 16S rRNA gene (partial), strain L18	88.6	132	人	関連性は確認できず	Smith et al. (1999)
25	FR851323	Fusibacter sp. BELH1 partial 16S rRNA gene, isolate BELH1	95.4	109	嫌気リアクターのスラッジ	関連性は確認できず	EMBL データベース
AB237495	Desulfobacterium anilini gene for 16S rRNA	93.6	109	ペンタクロロフェノールを脱塩素するマイクロコズムの堆積物	近縁種のDesulfovibrio属菌は腐植物質を還元する	EMBL データベース
AF491333	Fusibacter sp. SA1 16S ribosomal RNA gene	92.7	109	南アフリカ金鉱山	関連性は確認できず	EMBL データベース
Band No.	Access No.	Source	Identity (%)	Overlap (nt)	分離源	腐植物質との関連	引用文献
26	AF522323	Anoxynatronum sibiricum 16S ribosomal RNA gene	94.5	109	ニジネベーロエ(トランスバイカル地方)のセルロース分解細菌群に関連	関連性は確認できず	Gamova et al. (2003)
AJ271456	Clostridium alcaliphilum 16S rRNA gene, isolate B8NS1-A	94.4	108	ケニアBogoria湖	関連性は確認できず	Jones et al. (1998)
Y15626	Tindallia magadii 16S rRNA gene	94.4	108	アルカリ性湖生息嫌気性アンモニア菌に関連	関連性は確認できず	Kevbrin et al. (1998)
27	GU447237	Pseudomonas aeruginosa strain AS1 16S ribosomal RNA gene	100	131	臨床試料	Pseudomonas属菌には腐植物質を酸化する種が存在する	EMBL データベース
GQ284458	Pseudomonas stutzeri strain TSWCW11 16S ribosomal RNA gene	100	131	インドの水試料	EMBL データベース
EF523547	Pseudomonas otitidis 16S ribosomal RNA gene	100	131	インドの淡水	EMBL データベース
28	X84660	Nitrosospira sp. 16S rRNA gene, isolate D11	96.2	131	アンモニア酸化細菌	関連性は確認できず	Utaaker et al. (1995)
AY635573	Nitrosospira sp. REGAU 16S ribosomal RNA gene	96.2	131	活性污泥のアンモニア酸化細菌に関連	関連性は確認できず	EMBL データベース
AY123803	Nitrosovibrio tenuis 16S ribosomal RNA	95.4	131	アンモニア酸化細菌	関連性は確認できず	Purkhold et al. (2003)
Band No.	Access No.	Source	Identity (%)	Overlap (nt)	分離源	腐植物質との関連	引用文献
gene,
29	AM406670	Azoarcus sp. BH72	91	67	記載なし	Azoarcus 属 菌は腐植物質を酸化する種が存在する	EMBL データベース
30	GU479693	Alcaligenaceae bacterium JMT1957 16S ribosomal RNA gene	91.6	131	土壤微粒子	関連性は確認できず	EMBL データベース
EF219370	Georguchsia toluolica strain G5G6 16S ribosomal RNA gene	90.1	131	嫌気性トルエン分解菌Fe (III)を電子受容体として利用	トルエン分解菌および金属還元菌には腐植物質を還元する種が存在する	Weelink et al. (2009)
AB308361	Bacterium TG149 gene for 16S ribosomal RNA	90.1	131	茨城県淡水堆積物	関連性は確認できず	Tamaki et al. (2009)
31	AY673350	Acidobacteria bacterium Ellin7184 16S ribosomal RNA gene	95	120	土壤	関連性は確認できず	Davis et al. (2005)
AY234538	Bacterium Ellin5121 16S ribosomal RNA gene	95	120	培養できない土壤細菌に関連	関連性は確認できず	Joseph et al. (2003)
HM748719	Bacterium Ellin7509 16S ribosomal RNA gene	92.5	120	土壤	関連性は確認できず	Davis et al. (2011)
表4.1.2-11 アーキアの相同性解析結果

Band No.	Access No.	Source	Identity (%)	Overlap (nt)	分離源	腐植物質との関連	引用文献
A1	FR773158	Candidatus Nitrososphaera sp. EN123 partial 16S rRNA gene	95.5	88	土壤の集積培養物	関連性は確認できず	EMBL データベース
EU281334	Candidatus Nitrososphaera gargensis clone RHGA41c 16S ribosomal RNA gene	94.3	88	ロシア Garga 温泉アンモニア酸化菌集積培養物	関連性は確認できず	EMBL データベース
GU797786	Candidatus Nitrososphaera gargensis 16S ribosomal RNA gene	94.3	88	ロシア Garga 温泉	関連性は確認できず	EMBL データベース
A2	U20152	Methanolobus oregonensis 16S small subunit rRNA	89.3	84	記載なし	関連性は確認できず	Keswani et al. 1996
HM053966	Methanolobus sp. AME1 16S ribosomal RNA gene,	89.3	84	ロシアのアルカリ性湖に生息するメタン生成菌に関連	関連性は確認できず	EMBL データベース
AB370245	Methanolobus profundi gene for 16S ribosomal RNA	88.1	84	千葉県のガス田	関連性は確認できず	Nakagawa et al. 2005
A3	AF199376	Euryarchaeote DJ3.25-13 16S ribosomal RNA gene	86.9	84	エジプト高塩性湖の嫌気的深水層(深度3.25m)	関連性は確認できず	EMBL データベース
AF199379	Euryarchaeote J4.75-15 16S ribosomal RNA gene,	84.3	83	エジプト高塩性湖の嫌気的深水層	関連性は確認できず	Fan et al. 2004
Band No.	Access No.	Source	Identity (%)	Overlap (nt)	分離源	腐植物質との関連	引用文献
(深 度 4.75m)
AF199374	Euryarchaeote D4.75-4 16S ribosomal RNA gene	83.1	83	エジプト高塩性湖の嫌気的深水層(深 度 4.75m)	関連性は確認できず	Takai et al. 2002
A4	JN227488	Candidatus Nitrosotalea devanaterra isolate Nd1 16S ribosomal RNA gene	100	88	酸性土壤に関連のある微生物	関連性は確認できず	Mori et al. 2006
HQ675737	Crenarchaeote SCGC AAA001-G21 small subunit ribosomal RNA gene	85.4	89	南大西洋の亜熱帯海洋渦(深 度 800m)	関連性は確認できず	Uchiyama et al. 2010
HQ675747	Crenarchaeote SCGC AAA003-G11 small subunit ribosomal RNA gene	84.3	89	南大西洋の亜熱帯海洋渦(深 度 800m)	関連性は確認できず	Kessler et al. 1998
A5	AF199376	Euryarchaeote DJ3.25-13 16S ribosomal RNA gene	85.6	90	エジプト高塩性湖の嫌気的深水層(深 度 3.25m)	関連性は確認できず	Jung et al. 2011
AF199379	Euryarchaeote J4.75-15 16S ribosomal RNA gene	84.3	89	エジプト高塩性湖の嫌気的深水層(深 度 4.75m)	関連性は確認できず	Margot et al. 2002
AJ745136	Archaeon LL25A4 16S rRNA gene, clone LL25A4	83.1	89	オランダの土壤	関連性は確認できず	Swan et al. 2011
存在する可能性が考えられた。

5）製鋼スラグや腐植物質を環境中に供与した場合、微生物との相互作用により図4.1.3-18に示すようなメカニズムで鉄イオンが環境中に放出されることが明らかになった。微生物は有機物を消費することにより酢酸や乳酸などの有機酸を生成する。それがスラグ中に含まれる第一鉄を溶出させる（直接機構）。また、同様に溶出してきた第二鉄イオンは周辺に棲息する鉄還元細菌により還元され第一鉄を生成する（間接機構）。

6) 模擬水槽に設置した製鋼スラグと堆肥混合体における微生物分析（DGGE 解析）の結果、模擬水槽中に腐植物質であるバーク堆肥あるいは製鋼スラグとの混合体を設置した場合では、腐植物質を利用する微生物が存在しており、これらの微生物群がエレクトロンシャトリングによって製鋼スラグ中に存在する不溶性 Fe(III) の還元を仲介す可能性が示唆された。また、松川1についても同様の微生物群が存在する他、鉄還元細菌が存在しておりそれらの微生物群の働きにより二価鉄への還元速度が促進されるものと推測された。

以上の結果から自然環境における腐植酸鉄形成には棲息する微生物群が深く関与しているものと推測された。したがって、適切な製鋼スラグと腐植物質を環境中に供与することにより、鉄還元細菌などの環境微生物の活性が高まり、鉄溶出がさらに促進され、生態系修復に大きく寄与する可能性が示唆された。

図 4.1.2-18 スラグと環境微生物との相互作用によるスラグからの鉄溶出のメカニズム
## 4 ．1．3 環境安全品質に関する技術指針の提案

##### 4 \. 1\. 3\. 1 目的

製鋼スラグと腐植物質の相互作用においては、人や海洋生態系への影響の観点から、有害重金属をはじめとする他の成分に対する作用についても検討をしておくことが重要である。これまでの結果から、水溶媒、海水溶媒の場合ともに、腐植物質（堆肥）とスラグが相補的に有害物質の溶出を抑制する傾向が確認された。

海域で実際に使用される場合においては、適切な方法によって、有害重金属等による環境影響が十分に低いことを確認することが重要である。このように製鋼スラグなどの副産物や廃棄物（以下では、循環資材という場合がある。すなわち循環資材とは、循環資源のうち、建設資材として利用されるものをいう。）に対する環境安全品質の包括的な基本的考え方を示したものとして、日本工業標準調査会が制定した「コンクリート用スラグ骨材に環境安全品質及びその検査方法を導入するための指針」、「道路用スラグに環境安全品質及びその検査方法を導入するための指針」、および、これらの指針化を具体的に進めた検討会報告書「コンクリート用骨材又は道路用等のスラグ類に化学物質評価方法を導入する指針に関する検討会総合報告書」（以下では、スラグ指針報告書という。）（以上はすべて、文献 $ ^{1} $ に掲載）が挙げられる。そこで本研究は、これらの資料を参考に、製鋼スラグと腐植物質の混合物の環境安全品質に関する技術指針を提案することを目的とした。

## 4 ．1．3．2 結果の概要

製鋼スラグと腐植物質の混合物を海域の藻場再生のために使用するための環境安全品質に関する技術指針について、藻場再生のために使用される海域環境を想定し検討を行い、環境安全品質基準値と試験方法を次のように提案した。

## (1) 環境安全品質基準值

溶出量試験に対する基準値は、スラグ指針報告書 $ ^{1)} $ に示される港湾用途溶出量基準とする。含有量試験に対する基準値は、土壤汚染対策法指定基準とする。なお、本提案における含有量基準は直接摂取を想定したものではなく、有害物質を高濃度で含む資材が海域に直接投入されることを防止するために設定するものであり、土壤汚染対策法の目的と合致していないことから、今後の科学的知見に基づき適切に修正することが必要である。

## (2) 試験方法

試料調製では、製鋼スラグと腐植物質は実際に使用するものを粒度調整などを行わずにそのまま用いることを基本とする。ただし、腐植物質との相互作用により製鋼スラグから重金属の溶出量が減少するというこれまでの結果に基づき、製鋼スラグのみによって試験を実施しても良いこととする。

溶出量試験は、JIS K0058-1「スラグ類の化学物質試験方法－第1部：溶出量試験方法」の第5項（利用有姿による攪拌試験）による。ただし、本研究における利用環境は海域に限られることから、溶媒は海水又はそれに準ずるもの（人工海水など）を用いる。なお、溶媒は、溶出液と同じ項目について測定を実施する。含有量試験は、JIS K0058-2「スラグ
類の化学物質試験方法－第2部：含有量試験方法」による。

## (3) 検査の責任者

環境安全品質の検査の責任者は、製鋼スラグの出荷者とする。

今後の課題として、試験データを蓄積すること、および、施工後の実海域でのモニタリング法を確立することが挙げられる。

## 4 ．1．3．3　検討の進め方

スラグ指針報告書は、コンクリート用骨材又は道路用等の非鉄スラグ、鉄鋼スラグ、溶融スラグの日本工業規格（JIS）へ環境安全品質を導入するための指針を示すことを主たる目的としているが（第3章）、第2章で「循環資材の環境安全品質及び検査方法に関する基本的考え方」（以下、基本的考え方という）が示され、さらに第4章では「建設分野のあらゆる循環資材に共通の環境安全品質及びその検査方法の導入に向けて」としてコンクリート用または道路用以外への用途に対する考え方が提案されている。

そこで本研究では、製鋼スラグと腐植物質の混合物を海域の藻場再生のために使用するための製鋼スラグの環境安全品質について、スラグ指針報告書第2章に示された基本的考え方に基づき、同第4章に示された他の用途への適用の考え方を基本として検討を進めることとした。

以下に，スラグ指針報告書が提示する「循環資材の環境安全品質及び検査方法に関する基本的考え方」（表-4.1.3.1）ならびにその設定のための手順の概要（図-4.1.3.1）を示す。

表-4.1.3.1 循環資材の環境安全品質及び検査方法に関する基本的考え方 $ ^{3)} $

項目	内容
(1)	最も配慮すべき曝露環境に基づく評価	環境安全品質の評価は,対象とする循環資材の合理的に想定しうるライフサイクルの中で,環境安全性において最も配慮すべき曝露環境に基づいて行う。
(2)	放出経路に対応した試験項目	溶出量や含有量などの試験項目は,(1)の曝露環境における化学物質の放出経路に対応させる。
(3)	利用形態を模擬した試験方法	個々の試験は,試料調製を含め,(1)の曝露環境における利用形態を模擬した方法で行う。
(4)	環境基準等を遵守できる環境安全品質基準	環境安全品質の基準設定項目と基準値は,周辺環境の環境基準や対策基準等を満足できるように設定する。
(5)	環境安全品質を保証するための合理的な検査体系	試料採取から結果判定までの一連の検査は,環境安全品質基準への適合を確認するための「環境安全形式検査」と,環境安全品質を製造ロット単位で速やかに保証するための「環境安全受減検査」とで構成し,それぞれ信頼できる主体が実施する。
図-4.1.3.1 循環資材に環境安全品質と検査方法を設定するための手順の概要 $ ^{3)} $

スラグ指針報告書によれば、循環資材に環境安全品質と検査方法を設定するための手順の概要（図-3.1.1）は次のとおりである。はじめに循環資材の出荷から施工、供用、廃棄又は再利用に至までのライフサイクルを調べ，その中で（1）「最も配慮すべき曝露環境」を設定する。次に，「最も配慮すべき曝露環境」とそのときの循環資材の状態に基づき，環境安全形式検査の内容，すなわち（2）試験項目，（3）試験方法，ならびに（4）環境安全品質基準を設定する。さらに，（5）環境安全受渡検査方法，ならびに各検査の頻度や実施主体等を設定する。以下に，非鉄スラグの各工種・用途へ環境安全品質を設定する際の考え方を記す。なお、環境安全形式検査と環境安全受渡検査とは、それぞれ、環境安全品質基準を満足するかどうかを判定するために行う検査、および、環境安全品質を迅速に出荷するために行う簡略化した検査である。

##### 4.1.3.4 検討結果

## (1) 最も配慮すべき曝露環境

循環資材のライフサイクルを検討し、そのライフサイクルの中で最も配慮すべき曝露環境を設定することにより、試験方法や環境安全品質基準を最も安全側で設定できる、というのが、基本的考え方における「最も配慮すべき曝露環境に基づく評価」の主旨である。ここで、ライフサイクルの範囲は、循環資材の出荷、施工、供用、廃棄または再利用のすべてとされている。
製鋼スラグと腐植物質の混合物の場合、海域で利用後に廃棄または再利用は基本的に想定されないこと、また、利用中は混合物が海水に露出していることから、藻場再生のために施工される海域環境を最も配慮すべき曝露環境に設定することが適切と考えられる。

## (2) 試験項目

海域で製鋼スラグと腐植物質の混合物が利用される間、その中に含まれる有害物質が海水中に溶出する経路に対して環境安全品質を確保するために、溶出量試験を実施することが必要である。その他の経路としては、人が直接摂取する経路は想定されないことから、含有量試験は不要と思われる。しかしながら、スラグ指針報告書4.2.3に述べられているように、有害物質含有量の極めて高い資材が海域へ直接投入され、むやみに使用されることは避けるべきである。そのような資材は、本来、廃棄物埋立地へ搬入するなどして、より万全な管理を行わなければならない。さらに、利用の間は海水に露出していることから、海域の生物への蓄積や濃縮の影響を考慮すべきであるが、本研究では生体影響について知見が得られていないことから、含有量を指標として管理を行うことは極めて重要と考えられる。

以上より、試験項目は溶出量試験ならびに含有量試験とした。

## (3) 試験方法

基本的考え方では、溶出量試験と含有量試験に用いる試料は利用形態を模擬して、実際の配合割合で他の材料と混合するなどした状態（利用模擬試料と呼ばれる）を基本とすることとしている。本研究の場合は、製鋼スラグは数cm程度の大きさのものが用いられ、また、腐植物質として堆肥などが製鋼スラグと混合されて使用される。そこで溶出量試験では、製鋼スラグは粉砕や粒度調整を行わずに、実際に使用されるものと同じ状態のものを用いることとする。また、腐植物質との配合割合が決定済みの場合は、その割合に基づき両者を配合したものについて試験を行うこととする。ただし、本研究のこれまでの成果から、製鋼スラグと腐植物質中の有害物質は、海水を用いた溶出試験により、溶出量が減少する傾向にあることが確認されている。このことから、製鋼スラグを単独で試験に用いることも選択可能とするのが良いと思われる。また、含有量試験のための試料調製では、製鋼スラグを単独で2 mm以下に粉砕して用いる場合と、さらに腐植物質を混合して用いる場合の結果の違いについて、データを蓄積する必要がある。

溶出量試験方法としては、プロペラ攪拌による JIS K0058-1 の 5. “利用有姿攪拌試験”を基本とすることが良いと思われる。ただし、溶媒が純水の場合と海水の場合とで溶出挙動が明らかに異なるので、実際の海域環境に近い条件で試験を行うために、溶媒は海水を用いることがより適切との判断から、天然海水またはそれに準ずるものを用いることとした。また含有量試験方法は、JIS K0058-2が利用可能である。ただし、JIS K0058-2は直接摂取による影響を判定するための方法であることから、有害物質高含有物を海域で使用しない、ならびに、海域の生物に対する影響の未然防止の観点からより適切な試験方法の開発、提案が望まれる。
## (4) 環境安全品質基準

環境安全品質基準は、最も配慮すべき曝露環境において環境基準や対策基準が遵守されるように設定することが必要である。

まず、溶出量基準を検討するにあたって、表-4.1.3.2に、環境基準や土壌汚染対策法の水質または溶出試験の検液に対する基準値等の概要を示す。本研究の対象は海域利用であるので、水質汚濁に係る環境基準（海域）、水底土砂に係る判定基準、および、スラグ指針検討会の港湾用途溶出量基準に関連があると思われる。これらのうち、水底土砂基準は航路の浚渫土を再び海洋に戻すことの適否を判定するための基準であり、また、合格して海洋に戻す場合、水底土砂は海面より投入され分散する。そのため、製鋼スラグと腐植物質の混合物を所定の位置に設置する際の基準としては適当ではないと判断した。港湾用途溶出量基準は水質汚濁に係る環境基準を元にしているが、海域利用の場合、混合物から溶出した有害物質は、海水によって希釈され濃度が低下すると考えられることから、何らかの希釈係数を適用することは可能と思われる。ただし、スラグ指針報告書3-4-3に記述されているように、海域の生物への蓄積や濃縮に関する知見は十分には得られていないことから、希釈係数の値を大きく見込むべきではない。そこで本研究では、スラグ指針報告書の港湾用途溶出量基準と同じ値とし、具体的には、水質汚濁に係る環境基準（海域）の3倍とした（ただし、ふつ素とほう素は海水中の濃度が高く、環境基準（海域）が設定されていないことを勘案し設定している）。

次に含有量基準については、既存の基準値は、土壌汚染対策法指定基準、JIS A5031「一般廃棄物，下水汚泥又はそれらの焼却灰を溶融固化したコンクリート用溶融スラグ骨材」の含有量基準、JIS A5032「一般廃棄物，下水汚泥又はそれらの焼却灰を溶融固化した道路用溶融スラグ」、スラグ指針報告書のすべてが同一の値となっている。これらは直接摂取に対する環境安全性を判定するためのものであるが、本研究は直接摂取ではなく、有害物質を高濃度で含む資材が海域に直接投入されることを防止するために設定するものであり、土壌汚染対策法の目的と合致していない。しかしながら、海水に直接接する環境で利用されることから、生態影響に対する研究成果が十分に得られるまでは、これらと同等の基準とし、今後の科学的知見に基づき修正することが適当ではないかと思われる。
表-4.1.3.2 水質、または溶出試験の検液に対する基準値等の概要

(各基準には注記が多く付されているため、詳細は各法律等の原文を確認すること)

水試料	溶出試験による検液
水質汚濁
に係る
環境基準
(mg/L)	地下水の水
質汚濁に係
る環境基準
(mg/L)	排水基準
(mg/L)	土壤の汚染
に係る
環境基準
(mg/L)	土壤汚染
対策法
指定基準
(mg/L)	金属等を含
む産業廃棄
物に係る判
定基準
(mg/L)	水底土砂に
係る判定基
準
(mg/L)	一般用途溶
出量基準
(mg/L)	港湾用途溶
出量基準
(mg/L)
河川水、湖
沼水、海水	地下水	排水	土壤の検液	土壤の検液	燃え殻、ば
いじんなど
の検液	水底土砂の
検液	スラグ等の検液
環境基本法	環境基本法	水質汚濁
防止法	環境基本法	土壤汚染
対策法	廃棄物の処
理及び清掃
に関する法
律	海洋汚染等
及び海上災
害の防止に
関する法律	スラグ指針検討会
総合報告書
カドミウム	0.003	0.003	0.1	0.01(米0.4
mg/kg)	0.01	0.3	0.1	0.01	0.03
六価クロム	0.05	0.05	0.5	0.05	0.05	1.5	0.5	0.05	0.15
シアン	不検出	不検出	1	不検出	不検出	1	1	※1	※1
総水銀	0.0005	0.0005	0.005	0.0005	0.0005	0.005	0.005	0.0005	0.0015
アルキル水銀	不検出	不検出	不検出	不検出	不検出	不検出	不検出	-	-
セレン	0.01	0.01	0.1	0.01	0.01	0.3	0.1	0.01	0.03
鉛	0.01	0.01	0.1	0.01(田15
mg/kg)	0.01	0.3	0.1	0.01	0.03
ふつ素	海域以外
0.8	0.8	海域以外8
海域15	0.5	0.8	-	15	0.8	15
ほう素	海域以外1	1	海域以外10
海域230	1	1	-	-	1	20
銅	-	-	-	田125mg/kg	-	-	3	※1	※1
亜鉛	-	-	-	-	-	-	2
ベリリウム	-	-	-	-	-	-	2.5
クロム	-	-	-	-	-	-	2
ニッケル	-	-	-	-	-	-	1.2
バナジウム	-	-	-	-	-	-	1.5
有機塩素化合物	-	-	-	-	-	-	塩素で40
四塩化炭素	0.002	0.002	0.02	0.002	0.002	0.02	0.02
1,2-ジクロロエタン	0.004	0.004	0.04	0.004	0.004	0.04	0.04
1,1-ジクロロエチレン	0.1	0.1	1	0.02	0.02	0.2	0.2
シス-1,2-ジクロロエチ
レン	0.04	-	0.4	0.04	0.04	0.4	0.4
1,2-ジクロロエチレン	-	0.04	-	-	-	-	-
1,3-ジクロロプロペン	0.002	0.002	0.02	0.002	0.002	0.02	0.02
ジクロロメタン	0.02	0.02	0.2	0.02	0.02	0.2	0.2
テトラクロロエチレン	0.01	0.01	0.1	0.01	0.01	0.1	0.1
1,1,1-トリクロロエタン	1	1	3	1	1	3	3
1,1,2-トリクロロエタン	0.006	0.006	0.06	0.006	0.006	0.06	0.06
トリクロロエチレン	0.03	0.03	0.3	0.03	0.03	0.3	0.3
ベンゼン	0.01	0.01	0.1	0.01	0.01	0.1	0.1
シマジン	0.003	0.003	0.03	0.003	0.003	0.03	0.03
チオベンカルブ	0.02	0.02	0.2	0.02	0.02	0.2	0.2
チウラム	0.006	0.006	0.06	0.006	0.006	0.06	0.06
PCB	不検出	不検出	0.003	不検出	不検出	0.003	0.003
1,4-ジオキサン	0.05	0.05	-	-	-	-	-
硝酸性及び亜硝酸性
窒素	10	10	-	-	-	-	-
アンモニア、アンモニ
ウム化合物、亜硝酸
化合物及び硝酸化合
物	-	-	100	-	-	-	-
有機リル化合物	-	-	1	不検出	不検出	1	1

※1 スラグ類については、VOCや農薬・PCB等はスラグの製造工程で熱分解し、重金属等のうちのシアンは分解・揮発してガス側に移行するため基準設定項目から省略されている。JIS A5031、JIS A5032も同様となっている。
以上より、製鋼スラグと腐植物質の混合物に対する環境安全品質基準の案を表-4.1.3.3に示す。ここでカドミウムの基準値はスラグ指針の制定後に水質環境基準が0.01 mg/Lから0.003 mg/Lへ強化されたため、その3倍の値として0.009 mg/Lとした。

なお、環境安全品質基準の設定項目は、スラグ指針報告書では使用原料や製造工程等、ならびに十分な試験データの蓄積に基づき基準値を超過する可能性がないと判断できる項目については省略することとしており、製鋼スラグを含むスラグ類については、VOCや農薬・PCB等はスラグの製造工程で熱分解し、重金属等のうちのシアンは分解・揮発してガス側に移行するため、基準設定項目とせず、重金属等のうちのカドミウム、鉛、六価クロム、ひ素、水銀、セレン、ふつ素及びほう素の8項目を規定していることから、本研究ではこれら8項目を規定した。ただし製鋼スラグと混合される腐植物質についてはこのような熱履歴を受けないことから、自然由来の物質であるとはいえ、VOCや農薬等の有害物質の検出の可能性について、今後確認を行うとともに、基準設定項目から省略したことの妥当性を検討することが望まれる。

表-4.1.3.3 製鋼スラグと腐植物質の混合物の環境安全品質基準（案）

項目	溶出量基準（mg/L）	含有量基準（mg/L）
カドミウム	0.009 以下	150 以下
鉛	0.03 以下	150 以下
六価クロム	0.15 以下	250 以下
ひ素	0.03 以下	150 以下
水銀	0.0015 以下	15 以下
セレン	0.03 以下	150 以下
フッ素	15 以下	4000 以下
ホウ素	20 以下	4000 以下

## (5) その他の項目について

スラグ指針報告書に基づけば、上記(2)～(4)の一連の試験を「環境安全形式検査」とし、これをある製造ロットに対して行い、これと同じ製造条件のスラグについてはより迅速に実施可能な「環境安全受渡検査」を適切な頻度で適用することとされている。本研究の場合、実際の施工規模が不明であるため、小規模な工事の場合はその都度、環境安全形式検査を実施することとし、大規模な工事では導入が必要と思われる環境安全受渡検査方法とその頻度は今後の課題とすることとした。検査の実施主体については、スラグ指針報告書に述べられているように、製鋼スラグの製造業者の責任とするのが適当と思われる。

##### 4.1.3.5 まとめ

本章では海域への施工に際して、製鋼スラグと腐植物質の混合物が備えるべき環境安全品質について提案を行った。その内容と残された課題を表-4.1.3.4に示す。さらに、供用中の環境影響に対するモニタリング法を提示することが今後の課題として挙げられる。
表-4.1.3.4 製鋼スラグと腐植物質の混合物が備えるべき環境安全品質(案)の概要と課題

項目	內容	課題
(1)	最も配慮すべき曝露環境	藻場再生のために混合物が施工される海域環境	特になし
(2)	試験項目	溶出量試験および含有量試験。ただし、含有量試験は有害物質を高濃度で含有する資材の投入を抑制することを目的に援用	直接摂取の無い環境における有害物質高含有資材の利用に対する考え方の確立
(3)	試験方法	試料調製:製鋼スラグ単体、または、製鋼スラグと腐植物質の混合物溶出量試験:JIS K0058-1 の 5.ただし溶媒は海水またはそれに準ずるもの含有量試験:JIS K0058-2	海域に対する含有量試験方法の提案
(4)	環境安全品質基準	港湾用途溶出量基準、含有量基準	腐植物質に対するVOC、農薬等の省略の妥当性、海域に対する含有量基準の設定
(5)	その他	試験の実施主体:製鋼スラグの製造業者	環境安全受渡検査と試験頻度の設定

## 引用文献

1）日本工業標準調査会、スラグ類に化学物質評価方法を導入する指針について一総合報告書を策定ー、http://www.jisc.go.jp/newstopics/2012/201203slag_hokokusho.htm
## 4 ．2 腐植物質の構造解析に基づく共存金属の環境挙動

海水は pH が約 8.1 の弱塩基性であり、NaCl や MgSO_{4} のような無機化合物が含まれておりイオン強度は約 0.7 となる。さらに、コンブの生息域の磯焼けの沿岸域では溶存酸素が存在する。コンブなどの海藻類が微量必須元素である鉄(II)イオンを摂取し生育するには、鉄(II)が溶存態すなわちイオン形として存在しなくてはいけない。しかし、このような海水の条件では、鉄(II)はすぐに鉄(III)へと酸化され生物利用性の低い水酸化物コロイドになる(図 4.2-1)。海水のような条件下で鉄(II)が安定に溶存するには、鉄(II)が有機物と錯形成することが必要である。有機物として錯体を形成すれば、酸化還元電位が下がるため鉄(II)が鉄(III)へと酸化されにくくなり安定に溶存する。

Fig. 5.4 A pE-pH diagram for iron incorporating carbonate species.

図 4.2-1 様々な pH と酸化還元電位(pH)における鉄イオンの存在状態

参考 : Fe(II), Fe(III) の溶解度積から見積もった溶存濃度限界

Fe(II): 2.8 × 10⁻³ g L⁻¹ 比較的溶ける。

Fe(III): 1.7 × 10⁻¹⁸ g L⁻¹ 溶存は極めて困難
ゆえに、このような海水条件下で製鋼スラグ／堆肥施肥ユニットから鉄(II)を溶出し、溶存態鉄(II)イオンとして磯焼け海域に供給するには、鉄(II)が堆肥からの溶存有機成分(DOM)と錯体を形成する必要がある。堆肥中の溶存有機成分として、フミン酸(HA)およびフルボ酸(FA)のような腐植物質が考えられる。HAやFAは、図4.2-2に示されているように、フェノール性水酸基やカルボキシル基のような酸性官能基を豊富に含む高分子弱酸であり、鉄(II)をはじめとして銅、カルシウム、マグネシウムなど二価の金属イオンと安定な錯体を形成することが知られている。

図 4.2-2 腐植物質の平均構造モデル
腐植物質は高分子弱酸であるから、弱アルカリ条件下においては酸性官能基の解離が促進されるので溶存し易くなると考えられる。しかし、高分子弱酸の場合、電荷をもつ親水的な部分と電荷を持たない疎水的な部分双方が存在し、イオン強度が大きくなると巨大な負の電荷が対陽イオンにより中和され、凝集・沈殿する塩析のような現象が起こる。堆肥から抽出したHAとFAを人工海水に入れその様子を観察すると、これらは凝集沈殿した(図4.2-3)。このような結果は、様々な研究者によって報告されてきた。したがって、海水環境下で施肥ユニットの堆肥中のHAやFAは鉄(II)のキャリア一として作用しないと考えられる。

HA、HA界测海本[p]&c王如元、羊日静置

海水中で腐植物質は掲集沈殿する。

## 鉄ー麻植物貢緒体は藤場再生に寄与しない!?

図 4.2-3 人工海水による施肥ユニット堆肥由来の HA と FA の凝集・沈殿

そこで本研究では、海水で抽出される堆肥中の有機成分、すなわち海水抽出溶存有機物(SWEOM)、に着目した。まず、SWEOM の構造解析および鉄(II)に対する錯形成能を評価するに当たり、堆肥の海水抽出液から SWEOM を分離・精製する方法に関する検討を行った。そして、元素分析、酸性官能基分析そして NMR など各種分光学的手法によりその構造解析をおこない、鉄(II)に対する錯形成能の評価を行った。さらに、SWEOM と鉄(II)との錯体種が、コンブの生育に対して有用か否かを確かめるため、コンブの配偶体の生育試験を行った。

一方、本技術では鉄－有機物の溶出ユニットを長期にわたり海中や汀線に埋設する。埋設期間中、スラグ中の無機成分との化学反応や土着あるいは海水由来の微生物によりユニット中の有機物の化学構造は大きく変化し、鉄に対する錯形成能にも大きく影響すると考えられる。そこで、埋設期間におけるユニット中の有機成分の変遷を追跡すること
とを目的として、增毛の実証海域沿岸に設置した水槽へユニットを最大6ヶ月間埋設し、2ヶ月ごとに試料を採取し有機物の中で最も多量に存在するHAを抽出した。そして、堆肥の一有機分画であるHAの構造解析について、元素分析、分子量分析、FTIRスペクトル、熱分解ガスクロマトグラフィー／質量分析(py-GC/MS)による検討を行った。

## 4 ．2．1 溶存有機物(SWEOM)の構造と鉄(II)に対する錯形成能

## (1) はじめに

堆肥から海水中に溶出する有機物分画（SWEOM）は、HA及びFAとは異なるものであり、ユニット埋設による磯焼け海域の溶存鉄濃度の増加と植生復元のメカニズムの解明にはSWEOMに着目した研究が必要であると考えられる。そこで、磯焼け海域の植生復元技術における溶存鉄の供給と植生復元のメカニズムの解明のため、Fe(II)化学種とSWEOMに着目した研究を行った。堆肥等から海水で有機物を抽出した例はないため、SWEOMを抽出し、その構造的特色を明らかにした。同時に、SWEOMのFe(II)との錯形成能についても検討した。比較対象として、HA及びFAを用い、SWEOMの機能について考察した。

## (2) 方法

## (2) -1 SWEOM の抽出・精製方法

200 mL のポリ三角フラスコに堆肥試料を 10 g 入れ、次に pH を 8.1 程度に合わせた人工海水を全体で 100 g になるまで加え、窒素ガス雰囲気、常温（20 ～ 23℃）、暗所で 3 日間振盪した。振盪終了後、懸濁液は 10000 rpm で 15 min 遠心分離を行い、固形物と溶液を分離した。遠心分離後の上澄み液は、5A の濾紙を用いて吸引濾過を行い、浮遊物を取り除いた。さらにこの濾液を、500 Da の濾過膜で限外濾過を行うことで、500 Da 以上の分画を膜上に濾縮し、脱塩を行った。濾縮後はさらに超純水を加え、濾液が無色透明になるまで限外濾過を行った。濾過膜上に濾縮した画分は、さらに 500 Da の透析膜を用い、超純水を用いて透析を行うことでさらに精製した。透析は、1 ～ 2 日毎に超純水を交換しながら 2 週間程度行った。水交換日とその翌日の電気伝導度の変化がなくなった時点、若しくは水交換日翌日の電気伝導度が 1 μs 未満になった時点をもって終了し、膜内残留物を凍結乾燥することで粉末状の SWEOM を得た。なお、堆肥に対する SWEOM の収率は、乾燥重量比で 0.12％であった。
## (2) -2 HA と FA の抽出精製

HA 及び FA の抽出精製は、国際腐植物質学会（IHSS）が推奨する手法に従い行った。200 mL のポリ三角フラスコに堆肥 10 g をとり、0.05 M NaOH 水溶液を加え 100 g に定容した。これを振盪機にセットし、窒素ガス雰囲気、常温（20～23℃）、暗所で 24 時間振盪した。振盪終了後、懸濁液は 10000 rpm で 15 min 遠心分離を行い、固形物と溶液を分離した。遠心分離後の上澄み液は、5 A の濾紙を用いて吸引濾過を行い、浮遊物を取り除いた。この濾液は、HA、FA 及び非腐植物質の混合液である。濾液に濃塩酸を加え、pH 1 以下の酸性状態にし、常温暗所で 24 時間攪拌した。攪拌後の懸濁液は、再び 10000 rpm で 15 min 遠心分離を行い、沈殿物と上澄み液に分離した。ここで得られた沈殿物には HA、濾液には FA と非腐植物質が含まれている。

沈殿物は少量の超純水を加えながらポリビーカーに移した。そこに微量の1 M NaOH水溶液を加え再溶解し、そこに濃塩酸とフッ化水素酸を各々2～3％となるよう加え、一晩常温暗所にて攪拌した。この操作は、塩酸にてアルミ等の無機成分を溶解し、フッ化水素酸にてシリカ成分を溶解させるものである。攪拌終了後の懸濁液は10000 rpmで15 min遠心分離を行い、HAを沈殿させた。濾過膜上に濃縮した画分は、さらに1000 Daの透析膜を用い、超純水を用いて透析を行うことでさらに精製した。透析は、1～2日毎に超純水を交換しながら2週間程度行った。水交換日とその翌日の電気伝導度の変化がなくなった時点、若しくは水交換日翌日の電気伝導度が1 μs未満になった時点をもって終了し、膜内残留物を凍結乾燥することで粉末状のHAを得た。なお、堆肥に対するHAの収率は、乾燥重量比で5.8％であった。

遠心分離後の上澄み液は、グラスフィルターを用いて吸引濾過を行い、浮遊物を取り除いた。濾過後の上澄み液 B は、DAX-8 樹脂を充填したカラムに通し、樹脂に FA を吸着させた。B をカラム通過後、超純水で排出液が無色透明になるまで樹脂を洗浄し、樹脂間隙に残った非腐植物質を除いた。次に、樹脂に吸着した FA を 0.1 M NaOH 水溶液によって溶離させた。NaOH 水溶液は、溶離液が無色透明になるまで流し、その間の溶離液を採取した。この溶離液は陽イオン交換樹脂カラムに通し、H⁺型とした FA 水溶液を得た。溶離液の後は超純水を通し、カラム排出液の pH が超純水と同程度の 7 程度になるまでを FA 水溶液として採取した。H⁺型とした FA 水溶液を凍結乾燥し、粉末状の FA を得た。なお、堆肥に対する FA の収率は、乾燥重量比で 0.19% であった。
## (2) -3 有機構造解析

## · 元素分析

精製したサンプルについて、C、H、N、S 及び灰分(ash)の元素分析を北海道大学機器分析センターに委託し、測定した。なお、O 含有量は分析値から算出した。測定するサンプルは、事前に真空乾燥し水分を取り除いたものを使用した。

## · 酸性官能基分析

SWEOM 等に含まれる酸性官能基として、カルボキシル基とフェノール性水酸基を測定した。測定には、AUT-501 型自動滴定システム及びガラス複合電極（東亜ディー・ケー・ケー）を用いて測定をした。

全酸度として、カルボキシル基及びフェノール性水酸基の含有量を滴定試験によって測定した。滴定時に用いる溶媒としての水は、超純水を沸騰することで脱炭酸させ、 $ N_{2} $ 雰囲気下で冷却したものを使用した。使用時以外は、ソーダライム管を容器口につけ保存した。対照試料は、0.025 M Ba(OH) $ _{2} $ 水溶液を使用した。滴定には0.1 M HCl水溶液を使用した。ここで用いるHClは、0.05 M NaOH水溶液を1次標準として正確な濃度を求めた。測定の操作は、50 mL三角フラスコに各試料を10 mg秤量し、0.05 M Ba(OH) $ _{2} $ 水溶液を20 mL加える。ソーダライム管でフラスコに蓋をし、常温暗所にて一晩振盪した。その後、脱炭酸水で洗浄した0.5 μmのガラス繊維濾紙で濾過し、固形物を取り除いた。この濾液について、 $ N_{2} $ 雰囲気下で終点はpH 8.4として滴定した。ブランクは0.025 M Ba(OH) $ _{2} $ 水溶液のみで計測した。測定は各試料2回行い、平均値をデータとして使用した。

カルボキシル基含量の測定は、酢酸カルシウム法により行った。溶媒には、全酸度の測定と同様に、脱炭酸水を使用した。対照試料には0.2 M $ (\mathrm{CH}_{3}\mathrm{COO})_{2}\mathrm{Ca} $ 水溶液を使用した。滴定には、0.04 M NaOH 水溶液を使用した。ここで用いるNaOH 水溶液は、まず飽和NaOH 水溶液（約18 M）を調整し、これを滴定前に脱炭酸水で希釈することで調整した。正確な濃度は、全酸度測定時に使用した0.1 M HCl 水溶液を2次標準として、滴定により求めた。測定の操作は、100 mL三角フラスコに各試料を10 mg 秤量し、0.2 M $ (\mathrm{CH}_{3}\mathrm{COO})_{2}\mathrm{Ca} $ 水溶液を10 mL加える。そこに40 mLの脱炭酸水を加え、ソーダライム管でフラスコに蓋をし、常温暗所にて一晩振盪した。その後、脱炭酸水で洗浄した0.5 μm
のガラス繊維濾紙で濾過し、固形物を取り除いた。この濾液について、N2雰囲気下で終点はpH 9.8として滴定した。ブランクは0.2 M $ (\mathrm{CH}_{3}\mathrm{COO})_{2}\mathrm{Ca} $ 水溶液のみで計測した。測定は各試料2回行い、平均値をデータとして使用した。

フェノール性水酸基含量は、先の操作で求めた全酸度含量からカルボキシル基含量を差し引くことで算出した。

## ・分子量の測定

サイズ排除クロマトグラフィー（HPSEC）は、高速液体クロマトグラフィーシステム（日本分光）と TSK-Gel α-M カラム（東ソー）を用いて測定を行った。標準物質は、ポリスチレンスルホン酸ナトリウム（PSAS Fulka）を用い、分子量は 2,600,000、990,000、350,000、150,000、77,000、49,000、32,000、17,000、13,000、6,800、4,300、1,400、208 Da を用いた。排除堆積は 2,600,000 Da 標準物質の保持時間より計算した 6.3 mL とし、検量線を作成した。検量線は、表計算ソフト（Origin Pro 8.1J）によるフィッティングによって求めた。溶離液は pH を 7.0 に調整した 75％ リン酸緩衝液と 25％ アセトニトリルの混合溶液を用い、分子量標準を約 1 mg を溶離液に溶かし測定に用いた。

サンプルの測定は、DOC（HA又はFA）水溶液（1000 mg L $ ^{-1} $ ）300 μLに溶離液900 μLを加え約250 mg L $ ^{-1} $ の溶液を作成し、流速0.75 mL/min、カラムオーブン温度40 ℃、検出波長260 nmにて測定した。サンプルはそれぞれ3本測定し、分子量の値にはその平均値を使用した。

分子量は、測定したクロマトグラムとフィッティングにより求めた検量線から、重量平均分子量 $ (\mathbf{M}_{\mathrm{w}}) $ と数平均分子量 $ (\mathbf{M}_{\mathrm{n}}) $ を以下の式より各々計算した。

$$ \begin{aligned}&M w=\frac{\sum\left(M_{i}\times h_{i}\right)}{\sum h_{h}}\\ &Mn=\frac{\sum h_{i}}{\sum\left(h_{i}/M_{i}\right)}\\ \end{aligned} $$

ここで、 $ M_{i} $ は保持時間に相当する分子量の重さ、 $ h_{i} $ はピーク強度を表す。なお、件稜線は、各標準物質分子量とそれの最も高いピーク強度の保持時間で検量線を作成した。
## ・固体 CP-MAS $ {}^{13} $ C NMR の測定

固体 CP-MAS $ {}^{13} $ C NMR は、75.6 MHz Chemagnetics CMX-300 型を用い測定した。試料は真空乾燥したものを使用した。測定試料は、5 mm ロータ試料管（ZrO 製）に約 50～60 mg 充填する。これを NMR 装置にセットし、試料管を 10 kHz で回転させた。測定パラメータを接触時間 1 ms、遅延時間 4 s、積算回数 16000 回で測定を行った。ピーク位置は、ヘキサメチルベンゼンを外部標準として測定した。

スペクトルの帰属は、

0～45 ppm を Alkyl-C、

45 ~ 60 ppm N,O-alkyl-C、

60～110 ppmをPolysaccharide-C、

110 ~ 140 ppm を Aromatic-(C-H,C-C)、

140 ~ 160ppm を Aromatic-(C-O)、

160～220 ppm を Carbonyl-C とした。

各領域が占める割合は、各領域のスペクトルの積分値を全体に対する面積割合として算出することで求めた

## (2) -4 錯形成能の評価

## ·安定度定数と錯化容量

Fe^{2+}と SWEOM（HA 又は FA）の錯体濃度は、o-フェナントロリン(OP)を用いて錯形成をしていない[Fe^{2+}]を測定し、全濃度から差し引くことで求められる。蓋付試験管に1000 mg L^{-1}の SWEOM（HA 又は FA）溶液（0.05 M NaOH 水溶液溶媒）を100 μL 分取し、pH を3.6 に調整した 0.1 M 酢酸/酢酸ナトリウム緩衝液を4700～4800 μL 加えた。そこに500 μM 硫酸第一鉄溶液（0.02 M HCl 溶媒）を0～100 μL 加え攪拌した後、常温暗所で24 時間振盪し錯体形成させた。次に、各試験管に5 mM OP 水溶液を100 μL 加え攪拌し30 分程反応させた後、遊離のFe^{2+}をUV-vis 吸光度計（510 nm）によって測定した。溶液は、吸光度測定直前に攪拌してから測定した。

## ・錯体の解離速度

濃度に対し十分量の OP 共存化では、時間経過とともに SWEOM（HA 及び FA）Fe(II) 錯体中の Fe(II) は解離し、より親和性のより高い OP へと移動する。この性質を利用し
て、SWEOM（HA 及び FA）の Fe(II) の解離速度を検討した。実験方法を以下に示す。蓋付試験管に SWEOM（HA 又は FA）水溶液（1000 mg L^{-1}）を 100 μL 分取し、pH を 3.6 に調整した 0.1 M 酢酸/酢酸ナトリウム緩衝液を 4700 μL 加えた。そこに 500 μM 硫酸第一鉄溶液を 100 μL 加え攪拌した後、10、20、30 または 40℃ 暗所で 24 時間振盪し錯体形成させた。次に、各試験管に 5 mM OP 水溶液を 100 μL 加え攪拌し 30 分程反応させた後、遊離の Fe^{2+} を UV-vis 吸光度計（510 nm）によって測定した。その後、再び 10、20、30 または 40℃ 暗所にて 1～3 日間反応させた。その間、数時間おきに 510 nm の吸光度を測定し、吸光度の増加を SWEOM（HA 及び FA）-Fe(II) 錯体の Fe(II) の解離として考え変化を追った。また、いずれの測定も、溶液を測定直前に攪拌して行った。

## (3) 研究の成果

## (3) -1 元素组成

元素分析の結果を表 4.2.1-1 に示す。IHSS 標準試料の元素組成は、土壌由来の HA で C(58 %)、H(4 %)、O(34 %)、N(4 %)、S(0.4 %)、土壌由来の FA で C(50 %)、H(4 %)、O(43 %)、N(2～3 %) S(0.5～1 %)程度である（IHSS data 1）。他の堆肥や土壌由来のデータでは、HA でそれぞれ C(50～59 %)、H(5 %)、O(35～40 %)、N(2～4 %)、S(0.3 %)程度、FA でそれぞれ C(47 %)、H(4～5 %)、O(43 %)、N(0.8～1.5 %)、S(2.2 %)程度である。一方、本研究で用いた HA は N(6.3 %)及び S(1.1 %)を、FA は N(4 %)を多く含んでいることがわかった。なお、バーク堆肥由来の HA では、他の研究でも S 含有率が高くなっている。また、Ash%は HA が 0.0 %、FA が 1.2 %と十分低く、精製できていることが分かった。

一方、SWEOM は、堆肥を海水で抽出し、500 Da 以上に分画した成分であり、HA や FA のような腐植成分でなく、水溶性成分の中で多糖類やタンパクなど非腐植成分も含む分画と位置付けられる。SWEOM は HA 及び FA と比較して、H を多く含み、H/C モル比が最も大きいことから、飽和結合を多く含む構造であると考えられる。N%や N/C モル比が大きい値であることから、非腐植物質やタンパク質成分も多く含まれていると考えられる（Allard, 2006; Fuentes et al., 2007）。O も比較的多く含まれており、O/C モル比は FA と同程度に高い値であった。これより、カルボキシル基やフェノール性水酸基の様な酸性官能基、ケトン、エーテル及びアルコールなどの酸素含有基が多く含まれていると考えられる。また、Ash %は 2.5 %と低く、限外濾過等の操作で脱塩が行えていることが分かった。
表4.2.1-1 SWEOM, HA, FAの収率と有機元素組成

SWEOM	HA	FA
Yields (w %)	0.12	5.80	0.19
Elemental compositions (w %)
C	45.7 ± 0.5	51.9 ± 0.9	45.3 ± 0.4
H	6.27 ± 0.16	5.26 ± 0.64	4.50 ± 0.45
N	6.41 ± 0.12	5.11 ± 1.75	3.85 ± 0.27
O	38.1 ± 0.3	28.8 ± 3.2	41.6 ± 2.0
S	0.84 ± 0.04	8.54 ± 4.28	1.69 ± 1.71
Ash	2.74 ± 0.20	0.41 ± 0.28	3.06 ± 1.71
Atomic ratio
H/C	1.64 ± 0.06	1.21 ± 0.16	1.18 ± 0.11
N/C	0.12 ± 0.00	0.08 ± 0.03	0.07 ± 0.01
O/C	0.63 ± 0.01	0.42 ± 0.04	0.69 ± 0.04

## (3) -2 酸性官能基组成

酸性度滴定試験による酸性官能基量分析の結果を表4.2.1-2に示す。腐植物質中に含まれる官能基のうち、カルボキシル基やフェノール性水酸基のような酸性官能基は、金属との錯形成に対して重要な役割をもつと考えられている。土壌由来のIHSS標準試料では、HAでCOOH(8 mmol g⁻¹C)、Phenolic-OH(2 mmol g⁻¹C)程度であり、FAでCOOH(13 mmol g⁻¹C)、Phenolic-OH(2 mmol g⁻¹C)程度である。しかし、本研究で用いたHAは、フェノール性水酸基を多く含んでいた。FAは多くの酸性官能基を有し、そのほとんどがカルボキシル基であることがわかった。HA及びFAでみられるこれらの傾向は、他の土壌又は堆肥でなされた研究でも報告されている。HAに多く含まれているフェノール性水酸基は、使用した堆肥の原材料であるバーク由来のリグニンフェノールによるものと思われる。SWEOMは、酸性官能基量が最も少なかった。HAと比較すると、カルボン酸