Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
### b. Shewanella Putrefaciens CN32 と Geobacter AY 株による嫌気鉄還元による固定化

Fe鉱物や形成された鉱物によるCsとSrの固定化を調べるために、二種類の鉄（III）還元細菌を試験した。Geobacter AYは、もともと1,2-DCA脱塩素菌として我々の研究室で単離した。S.putrefaciens CN32は、アメリカ生物資源センター（BAA-453 ATCC番号）から購入した。両方の株は、呼吸のために電子受容体としてのFe（III）を使用できる。鉄還元実験用培地組成を表1に示した。培地は炭酸水素ナトリウムまたは1,4-piperazinediethanesulfonic酸（PIPES）のいずれかで緩衝した。乳酸ナトリウム（10 mM）を電子供与体として添加した。選択されたサンプルで、フィルター滅菌AQDS（100μM）を電子伝達物質として添加し、3グラムのガラスビーズを追加した。培地20mlを嫌気培養ボトルに分注した後、PIPES緩衝培地にO₂フリーの-N₂パージし、または重炭酸緩衝培地にN₂-CO₂（80:20）パージしてブチルゴム閉鎖と密封圧着した。

S.putrefaciens CN32は、トリプシン大豆ブロス中で一晩成長（TSB）後に遠心分離により回収し、残留TSBを除去し、滅菌脱イオン水で洗浄し、滅菌嫌気脱イオン水に再懸濁した。細胞をメディアに追加されまして、最終濃度は2-4×10^{8} ML^{-1}。Geobacter AYは毎月定義されている嫌気性培地（AY-培地）に移し、30℃に維持した。培養液1 mlを保存培養から採取され、嫌気的条件下での注射器による鉄還元のため培地に接種した。含水酸化鉄は（HFO）は、FeCl_{3}。6H_{2}O溶液でNaOH中和することにより調製した後、塩化物とナトリウムを除去するために、脱イオン水で繰り返しの洗濯に続いてした。原液の最終Fe（III）の濃度は0。4 Mでしたが、メディアでは40 mm最後のFe（III）の濃度であった。Sr^{2+}（330μMまたは200μM）およびCs^{+}が（100μM）を選択されたサンプルにそれぞれ加えた。

表(1)-2 鉄還元反応のための培地組成

Table 1. Medium composition for iron-reduction reaction
Components	Iron-reduction reaction
Bicabonated-buffered	PIPES-buffered	MOPS - buffered
NaHCO3	2.52
NH4Cl	0.235	1	0.5
KH2PO4	0.068	0.08	0.2
NaCl	1	1
KCl	0.1	0.5
CaCl2·2H2O	0.06
SL-10 solution	1 ml	1 ml	1 ml
Se-W solution	1 ml	1 ml	1 ml
PIPES/MOPS	30 or 10mM	20 mM
Headspace	N2 : CO2(80 : 20)	N2(100%)	N2(100%)
100 X Vitamine	200 μl	200 μl	200 μl
Ti(III)-NTA	200 μl	200 μl	200 μl
Na lactate	20 mM	20 mM	20 mM
Hydrous Ferric Oxide	40 mM	40 mM	40 mM
AQDS	100 μM or No	100 μM or No	No
Glass beads	3 g or No	No	No
Sr	330 μM	200 μM	330 μM
Cs	100 μM	No	100 μM
### c. 化学反应によって生成されたフェライトへの Cs と Sr の取り込み

鉄フェライトは0。25 Mの100ミリリットルの硫酸第一鉄溶液と100ミリリットルの0.5M塩化第二鉄溶液を混ぜて、pH 10.5の値に到達するまで0.5MのNaOHを加えることにより激しく攪拌しながら共沈することにより調製した。フェライト生成する同時にSrとCsの取り込みのために、1.43gのSr(NO_{3})_{2}または1.25gのCsClをFe(III)の溶液に加えた。生成された鉱物沈澱は、80℃の水浴中で30分間加熱した。液体および鉱物沈澱中のSrとCsの濃度はフェライト形成の前後でICPで分析した。

表(1)-3 逐次抽出法と一般的な分類的目安

Metal fraction	Extractant	Mobility
F1. Watersoluble	Deionized water for 1 h	High.
F2. Exchangeable	1 M MgCl₂ pH 7 for 1 h	High. Changes in major cation compositions
F3. Carbonatebound	1 M NaOAc/HOAc, pH 5 for 6 h	Medium.
F4. Fe-Mn oxides bound	NH₂OH.HCl/HOAc in acetic acid 25% v/v shaking for 6 h	Medium. Changes in redox conditions may cause a release
F5. Organically bound	0.02 M HNO₃/ 30% H₂O₂ 85°C for 6 h	Medium/high with time, decomposition/oxidation of organic matter occurs
F6. Residual metals fixed in crystalline phase	1:5 mixture of HClO₄/HNO₃	Low. Only available after weathering or decomposition

### d. 異なる吸着剤による Cs と Sr を吸着

酸化マンガン、フミン酸、水溶性多糖類と粘土材料（ベントナイトやゼオライト）は、SrとCsの吸着する能力をテストするために選ばれた。100μMのSr(NO_{3})_{2}または100μMのCsClは、それぞれの吸着剤（0.08g）を含む40mlの水に添加した。培養条件は、125 rpmの速度で振って下で行った。サンプルは培養開始1時間、1、2、3日後に採取した。

### e. 逐次抽出法

微生物や化学反応によって生成されたSrを含む鉱物沈澱またはSrを吸着させたベントナイトを80℃の空気オーブン中で乾燥させて、乳鉢で粉砕し、ホモジナイズし、必要になるまで4℃で保存した。Srの逐次抽出はテッシェらの示されたように行った（1979年）。簡単に説明すると、試料0.5gは、次の順序で抽出した：（1）水溶性Sr溶出のため、4ミリリットルの純水；（2）交換可能なSr溶出のために、1Mの塩化マグネシウム溶液（pH7.0）；（3）炭酸結合のSr溶出のため、4ミリリットル1M酢酸ナトリウム（酢酸によりpH調整5）；（4）Fe-Mn結合のSr溶出のため、4ミリリットル0.04MNH_{2}OH_{4}。HCl（酢酸で25% v/v）；（5）有機的に結合したSrについて0.02M硝酸3mlと5ミリリットル硝酸でpH2に調整の30%H_{2}O_{2}（6）結晶相に固定されているSr溶出のために、5:1のHNO_{3}-HClO_{4}の混合物。各部分の溶解性および生物有効性を表(1)-3に示した。

### f. 化学物質と鉱物組成分析

この研究ではすべてのSr分析はICP発光分光分析法により行った、分析不確実性はおよそ±3%である。すべてのCS分析は、硝酸ジピコリン酸溶離液と陽イオンカラムMetrosep C4-150/4装備していったイオンクロマトグラフィーによって行われた。酸化還元電位（Eh）とpHの値は、細菌培養実験の終わり、pHとEh電極を用いて嫌気チャンバー内で部屋の温度で測定した。形成された鉱物
の形態と鉱物組成分析のために、選択したサンプルは、培養後20日目に注射器で培養ボトルから回収し、7000×gで10分間遠心分離して、嫌気性滅菌水で3回洗浄した。洗浄された鉱物は嫌気チャンバー内の嫌気的条件下で乾燥させた。X線回折分析（XRD）を沈殿物または形質転換相の鉱物組成を決定するために使用されていました。エネルギー分散型X線分析装置（EDS）と電子顕微鏡（SEM）を、鉄（III）還元細菌によって析出沈殿の形態分析のために使用した。

## （５）微生物鉱物化技術の開発-放射性セシウムを用いた試験

## 1 ）粘土鉱物の構造による $ ^{137} $ Csの吸着・脱離特性の違い

### a. 目的

2:1型層状ケイ酸塩鉱物は、土壌中でのセシウムの強固な吸着サイトとして機能する。セシウムの粘土鉱物への吸着（固定）により、セシウムは容易に土壌溶液中に再分配されにくくなるため、植物へ移行しにくい形態に変化すると考えられる。

本実験では、放射性セシウムの吸着剤としてvermiculite（製造元が異なる2種類）、bentonite（交換性陽イオンが$\mathrm{Ca^{+}}$のものと$\mathrm{Na^{+}}$のもの、交換性陽イオンの表記がないものの3種類）、zeolite（有効細孔径が4Åと9Åのもの2種）、Kaolin（1種類）、現地土壤（汚染されていない深層土）を用いて、これらの吸着剤の$^{137}\mathrm{Cs}$に対する吸着率と脱離率を比較し、放射性セシウムの吸着剤としての有用性を検討した。

### b. 試料と方法

まず、吸着剤をガラス瓶内に秤量し、ガラス瓶に $ ^{137} $ Cs溶液（14300 Bq L $ ^{-1} $ ）を10 ml入れた。そして3日間、室温（18～22℃）で静置し、添加した $ ^{137} $ Csを吸着させた。静置後に、ガラス瓶内の上澄み液を遠心管に移して遠心分離（5000rpm 20min、3400G）し、その上澄み液をNaIシンチレーション検出器で測定した。 $ ^{137} $ Csの吸着率は、 $ ^{137} $ Cs溶液の初期濃度（14300 Bq L $ ^{-1} $ ）から培養後の上澄み液の $ ^{137} $ Cs濃度を差し引いた減少率とした。

$ ^{137}Cs $ の脱離率は、まず、吸着率の測定用の上澄み液を分取した後の遠心管内の残渣に、1Mの酢酸アンモニウム溶液10mlを混合し、18時間反復振とうした後、上澄み液を遠心分離により採取しNaIシンチレーション検出器で測定した。 $ ^{137}Cs $ 脱離率は、ガラス瓶内の $ ^{137}Cs $ の総量に対するアンモニアで抽出された $ ^{137}Cs $ 量の割合をとした。

なお、実験を2回に分けて行ったため、 $ ^{137}Cs $ 溶液を調製する際の $ ^{137}Cs $ の母液（370MBq 0.15ml $ ^{-1} $ ）を1μ1秤量する段階での誤差により、2回目の実験（実験2）では $ ^{137}Cs $ 溶液の初期濃度が12900Bq L $ ^{-1} $ となった点と、培養温度を後述する微生物鉄還元反応の実験に合わせて30℃とした点が1回目の実験と異なる。
表(1)-4 $ {}^{137}Cs $ の吸着・脱離実験に使用した吸着剤の種類と使用量、実験系における固液比実験1

adsorbent material	manufacturer	weight (g)	liquid ammount (ml)	liquid/solid ratios
vermiculite	unknown	0.1	10	100
0.2	10	60
0.3	10	33
bentonite	Wako Chemical	0.1	10	100
0.5	10	20
1.0	10	10
zeoliteF-9 (9Å)	TOSOH	0.1	10	100
0.5	10	20
1.0	10	10
zeoliteF-4 (4Å)	TOSOH	0.1	10	100
0.5	10	20
1.0	10	10
paddy soil	Fukushima soil (non-contaminated deep layer soil)	0.1	10	125
0.4	10	30
0.7	10	15

Initial conc. of $ ^{137}Cs = 14300 Bq L^{-1} $

incubation temperature = $ 18-22^{\circ} $ C (room temperature)

adsorbent material	manufacturer	weight (g)	liquid ammount (ml)	liquid/solid ratios
vermiculite	Hirota shop	0.1	10	100
0.5	10	20
1	10	10
Na-bentonite	kunimine industries co.	0.1	10	100
0.3	10	33
0.5	10	20
Ca-bentonite	kunimine industries co.	0.1	10	100
0.5	10	20
1	10	10
kaoline	Wako Chemical	0.1	10	100
0.5	10	20
1	10	10

Initial conc. of $ ^{137} $ Cs = 12900 Bq L $ ^{-1} $

incubation temperature = $ 30^{\circ} $ C

## 2 ）鉄還元細菌(Geobacter)の代謝産物を用いた放射性セシウムの生物利用性抑制効果

### a. 目的

放射性セシウムの生物利用性を抑制するには、セシウムイオンを土壌溶液中に再分配されない吸着形態で吸着させることが重要である。これまで、2:1型のケイ酸塩鉱物の層間のケイ酸シートに存在するくぼみ（Siloxane Ditrigonal Cavity: SDC）にセシウムイオンが達すると、セシウムは容易に再分配されにくい生物的に不活性な状態で固定されることが知られている。

本実験は、セシウムイオンの吸着状態にあるケイ酸塩鉱物を鉄還元菌（Geobacter）の代謝産物で被覆（包埋）することで、表面吸着している状態の放射性セシウムを土壌溶液中に再分配されにくい擬似的固定化状態にできるかを検討した。

### b. 試料と方法

鉄還元菌の培養は、図(1)-2に示す3種類の培地条件で行った。
図(1)-2 生物利用性抑制実験の培地組成

## 3 ）鉄還元細菌（Geobacter AY）の培地における粘土鉱物の結晶構造解析

### a. 目的

2)の実験のGeobacter生育培地中の粘土鉱物（現地非汚染土壤、bentonite、vermiculite、kaolin）の結晶構造を走査型電子顕微鏡（SEM）で観察し、その表面組成（Si、Fe）を定性分析した。

### b. 試料と方法

AY培地に粘土鉱物を0.5g（AY培地のvermiculiteのみ0.05g）入れて、オキシ水酸化鉄（FeOOH）を添加し、Geobacterを植え付け2週間、30℃で嫌気培養した。これらの培地中の粘土鉱物の表面結晶構造を走査型電子顕微鏡で観察（×900）し、その表面組成（Si、Fe）をエネルギー分散型X線分析装置（Energy Dispersive Spectroscopy, EDS）により定性面分析（デシタルマッピング）した。な
お、粘土鉱物試料は、培養後に40℃で恒量になるまで乾燥した。また、X線回折による培地内の生成鉱物の測定も行った。

## (6) イネポット試験における放射性セシウム移行抑制評価

表層土の剥ぎ取りなどによる土壌からセシウム除去は空間線量も下げることができるため、高濃度に放射能によって汚染された農地などには効果的であるといえる。しかしながら表層の剥ぎ取り方法は多くの放射性廃棄土を生み出してしまう。また農地の表層土を剥ぎ取ってしまうため、農地の肥沃度を低下させてしまう恐れがあるため、比較的に放射能の汚染レベルが低い、避難指示解除準備区域などの農地に対してはあまり効率的な方法であるといえない。本研究では、水田土着の微生物による鉄還元反応を利用し、放射性セシウムに関し、鉄の粘土鉱物との鉱物化によるイネへの移行吸収に対する抑制効果を検証することを目的とした。

## 1 ）イネポット試験による放射性セシウム移行抑制評価

### a. 土壤試料

ポット試験では2種類の放射線汚染土壌を用いた。灰色低地土は水田の表層土から異なる深さで採取された。黒ボク土は0-3cmの表層土を農地から採取した。採取した土は4mmのふるいで小石と草の根等を取り除き、放射線濃度を均一にするために良く攪拌された。灰色低地土(0-3cm)の $ ^{134} $ Csと $ ^{137} $ Csの合計濃度は40,300(+1,260)Bq/kg、黒ボク土の $ ^{134} $ Csと $ ^{137} $ Csの合計濃度は15,500(+430)Bq/kgであった。灰色低地土の粘土、シルト、砂の割合はそれぞれ13.1%、15%、71.3%であり、砂壌土に分類された。XRDより主要な粘土鉱物はハロイサイトであるとされた。含水率は20%、pHは7.6、電気伝導度は0.06mS/cmであった。黒ボク土の含水比は21%、pHは6.9、電気伝導度は0.17mS/cmであった。

### b. 粘土、鉄による土壌処理

(ポット試験1,2,3での条件) 粘土は2：1型ケイ酸塩粘土鉱物である、ベントナイト（10g：和光純薬工業株式会社、大阪）とバーミキュライト（10g：商業用バーミキュライト、会社名不明）を土壌に添加した。鉄はヘマタイト（10g：関東化学株式会社、東京）とオキシ水酸化鉄（10g）を土壌に添加した。オキシ水酸化鉄は1Mの塩化第二鉄と3Mの水酸化ナトリウムより生成し、沈殿したオキシ水酸化鉄は蒸留水でpHが10.0、電気伝導度（EC）が0.06mS/cmになるまで洗浄を行った。

(ポット試験4,5での条件) 粘土は2：1型ケイ酸塩粘土鉱物である、ベントナイト（10g：クニボンド、クニミネ工業株式会社、大阪）とバーミキュライト（10g：土壌改良資材 バーミキュライト、廣田商店、栃木）を土壌に添加した。鉄はヘマタイトとオキシ水酸化鉄を用いた。オキシ水酸化鉄は37%塩化第二鉄溶液（27mL：アサカ理研、福島）を土壌に加え、炭酸ナトリウム（17g：和光純薬工業株式会社、大阪）でpH6まで中和し生成した。その後水道水で土壌をECが1.5mS/cmになるまで洗浄し、炭酸苦土石灰（5.6g：炭酸苦土石灰、株式会社ライム、栃木）を中和のために加え、処理前の土壌を微生物源として10g（湿重量）加えた。

### i. 施肥

(ポット試験1,2,3での条件) 元肥としてくみあい被覆尿素入り苦土安複合7・555（コープケミカル株式会社、東京、N:P:K=15:15:15）を田植え時に1ポット当たり0.4g（ポット試験1）もしくは0.8g（ポット試験1,2）添加した。ポット試験1では追肥としてくみあい窒素加里化成C6号（セントラル
化成株式会社、山口県、$\mathrm{N:P:K}=17:0:17$ を1ポットあたり0.1g田植えから1ヶ月後に添加した。

(ポット試験4,5での条件) 元肥として良質米専用372号（ジェイ・ティ・エフ、兵庫、N:P:K=15:17:12）を1ポット当たり0.85g、ケイ酸質肥料として稲穂ケイカル（鹿島ケイ酸株式会社、茨城）を1ポット当たり1.7g田植え時に添加した。

### ii. その他の添加物

ポット試験2、3では電子供与体として酢酸ナトリウム（シグマ アルドリッチ ジャパン 株式会社、東京）を10g、粘土と鉄の添加と一緒に添加した。

### iii. 栽培条件

水稲用培養土でヒトメポレ（ポット試験1、2）またはアキタコマチ（ポット試験3、4、5）を14日間栽培後、本試験用のポットにあらかじめ土壌を800g(乾燥重量)しておき田植えを行った。イネはガラス室、人工気象機Aもしくは人工気象機Bにおいて栽培された。ガラス室は平均気温が27.3℃、日射量の不足と十分な日射時間を確保するために植物育成用ランプを導入し、日射時間が15時間になるようにランプを点灯させ、光合成有効放射量(PAR)は219.8μmol/m²/sであった。人工気象機A、Bは温度を30℃に設定し、ランプの点灯時間は15時間になるように設定された。PARは人工気象機Aで231.3μmol/m²/s、人工気象機Bで773.9μmol/m²/sであった。また水位を常に1-2cm程度維持できるように水やりを行った。またそれぞれのポットは光の当たり方を一定にするためにランダムに毎日位置を変えた。

表(1)-5 用いた資材一覧

コントロール	洗浄土	鉄	粘土	その他	品種
ポット1	灰色低地土(0-3cm)
40300Bq/kg	-	ヘマタイト(1%=10g)
オキシ水酸化鉄(1%=10g)	ベントナイト(1%=10g)	-	ひとめぼれ
ポット2	-	ベントナイト(1%=10g)
バーミキュライト
(1%=10g)	酢酸ナトリウム
(1%=10g)	ひとめぼれ
ポット3	洗浄処理1*
(灰色低地土(0-3cm))26100Bq/kg	-	バーミキュライト
(1%=10g)	-	ひとめぼれ
ポット4	黒ボク土(0-3cm)
15500Bq/kg	洗浄処理2**
(黒ボク土(0-3cm))
5900Bq/kg	ヘマタイト(1%=10g)
塩化第二鉄(1%=10g)	ベントナイト(1%=10g)
バーミキュライト
(1%=10g)	-	あきたこまち
ポット5	灰色低地土(0-5cm)
16000Bq/kg	洗浄処理2**
(灰色低地土(0-5cm))14300Bq/kg	-	あきたこまち
現地試験	灰色低地土(0-20cm)
9600Bq/kg	洗浄処理2**
(灰色低地土(0-20cm))7100Bq/kg	ヘマタイト(1%=2kg)
塩化第二鉄(1%=2kg)	ベントナイト(1%=2kg)
バーミキュライト
(1%=2kg)	-	あきたこまち

*洗浄処理1：土壌は固液比1:0.9でナノバブル水によって洗浄した。ナノバブル水は0.1N硫酸でpH4.8-5.2に調整され、さらにクエン酸で2.8-3.0に調整した。土壌中の放射性セシウムは土壌の分級洗浄処理によって小さい粒子と一緒に取り除いた。洗浄土は専修石巻大学の高崎教授より頂いた。

**洗凈処理2：ナノバブル水は市販の漂白剤によってpH8.52に調整し、さらに市販の重層によってpH9.1-9.2に調整した後、洗凈処理1と同様に土壌の洗凈処理に使用した。

***ポット試験1,2は平成24年度実施したもの。平成25年度に再整理したため併記。
表(1)-6 実験条件一覧

ポット1	コントロール	処理A	処理B	処理C
灰色低地土(0-3cm)	ベントナイト添加	鉄添加	鉄, ベントナイト添加
ポット2	処理D*
(処理Cと同処理)	処理E	処理F
鉄, ベントナイト添加	鉄, ベントナイト, 酢酸ナトリウム添加	鉄, バーミキュライト, 酢酸ナトリウム添加
ポット3	処理G	処理H	-
洗净土	洗净土に鉄, バーミキュライト, 酢酸ナトリウム添加	-
ポット4**	黒ボク土(0-3cm)	鉄・粘土処理	洗净処理	洗净土+鉄・粘土処理
ポット5**	灰色低地土(0-5cm)	鉄, 粘土添加	洗净土	洗净土に鉄・粘土添加
現地試験	灰色低地土(0-20cm)

$ ^{*} $ 処理Cと処理Dは同じ処理方法である。

**ポット試験4とポット試験5は現地試験と同様の土壌処理方法を用いた

***ポット試験1,2は平成24年度実施したもの。平成25年度に再データ整理したため併記した。

### iv. 刈り取り

栽培から1ヶ月後(ポット試験1、2、3、4、5)もしくは2ヶ月後(ポット試験1)に地上から約1cmの地点で刈り取り、測定用の試料とした。

### v. 放射性セシウム濃度の測定

ポットへの田植えから1ヶ月後もしくは2ヶ月後（ポット試験1）にイネを地面から約1cmの部分で刈り取り、80℃で24時間乾燥させ、その後粒状にしNaIシンチレーションカウンター（オートウェルガンマシステム AccuFLEXγ ARC-7001、ALOKA、東京）で測定時間2時間として稲体のセシウム濃度を測定した。

## (7) 現地イネ栽培試験による放射性セシウム移行抑制評価

図(1)-3 現地試験の各条件 の区画、A: コントロール、 B: 鉄＋粘土、C. 洗浄土、 D. 洗浄土＋鉄＋粘土

## 1 ）各区画条件

1 件区は $ 1.8m \times 1.8m $ とし、他処理土壌との混合を避けるために木枠で囲いそれぞれの区画は 1.2m
ずつ間隔をあけて配置した。実験区全体は獣害を防ぐために電気柵によって囲った。

## 2 ）方法

各区には54株（5幼植物を1株として田植え）のイネを18cm、30cm間隔で2013年6月16日に田植えを行った。河川水を木材チップで濾過したものを灌溉水として使用し、各区画にパイプで供給した。栽培期間中（2013年6月から10月）の降水量と気温を表(1)-7に示す。栽培期間の飯舘村の平均気温は25℃であった。光合成有効放射量は8月の平均で2100μmol/m²/sであり、各条件区によって光合成有効放射量の違いはみられなかった。

表(1)-7 飯舘村の降水量と気温

月合計降水量(mm)	日平均氦温(℃)	日最高氦温(℃)	日最低氦温(℃)
2013年6月	74.5	17.6	23.8	12.1
2013年7月	203.0	21.2	26.4	17.7
2013年8月	120.0	23.1	29.8	17.7
2013年9月	181.5	18.5	24.8	13.1
2013年10月	241.0	14.0	18.8	9.7

(出典:気象庁ホームページより

http://www.data.jma.go.jp/obd/stats/etrn/view/monthly_a1.php?prec_no=36&block_no=1130&year=2013&month=&day=&view=

## 3 ）現地土壤处理

土壌約200kg当たりに、ベントナイト（2kg：クニボンド、クニミネ工業株式会社、大阪）とバーミキュライト（2kg：土壌改良資材 バーミキュライト、廣田商店、栃木）を土壌に添加した。鉄はヘマタイトとオキシ水酸化鉄を用いた。オキシ水酸化鉄は37%塩化第二鉄溶液（6L：アサカ理研、福島）を土壌に加え、炭酸ナトリウム（2000g：和光純薬工業株式会社、大阪）でpH6まで中和し生成した。その後河川水で土壌をECが1.5mS/cmになるまで洗浄し、炭酸苦土石灰（0.3g：炭酸苦土石灰、株式会社ライム、栃木）を中和のために加え、処理前の土壌を微生物源として2kg（湿重量）加え10日間静置後、木枠で囲われた区画に戻され、下層土（15-20cm）と良く混ぜた。

稲作試験

図(1)-4 現地野外試験（福島県飯舘村）稲作試験
## 4 ）施肥

元肥として良質米専用372号（ジェイ・ティ・エフ、兵庫、N:P:K=15:17:12）を1区画当たり0.17kg、ケイ酸質肥料として稲穂ケイカル（鹿島ケイ酸株式会社、茨城）を1区画当たり0.34kgとなるように0-5cmの土壌を前述の処理のために剥ぎ取られた水田に添加した。

稻作試験(収穫)

図(1)-5 現地野外稲作試験（福島県飯舘村）での収穫

## 5 ）刈り取りと放射性セシウム濃度測定

田植えから約4ヶ月後に地上から約10cmの地点でイネを刈り取り、2日間天日で乾燥させた。その後穂の部分を切り取り、穂から粉米を取り除き、粉米は粉摺り機で粉殻と玄米に分けられた。根はイネ株を中心として17cm四方、深さ10cmで土ごと採取し、河川水で土を洗い落とし根を採取した。放射性セシウム測定用のイネは各区画の外縁部のイネを除いた箇所のイネを使用した。

茎と葉は80℃で24時間乾燥後に粒状にしNaIシンチレーションカウンター（オートウェルガンマシステム、AccuFLEXγ、ARC-7001、ALOKA、東京）で測定時間2時間として稲体のセシウム濃度を測定した。粉米、玄米、粉殻は同様に80℃で24時間乾燥後に測定時間24時間としてセシウム濃度を測定した。

## 6 ）現地試験土壤の逐次抽出

現地試験土壌を栽培後に採取して、逐次抽出を行って放射性セシウムの形態を推定した。また、処理の効果をSEMとEDSで観察した。

## 7 ）カリ・リン酸の分析

現地土壌および稲体のカリ分析および有効態リン酸の濃度を常法により測定した。

## （8） 開発技術のコスト評価

ここで開発を進めている技術のコストを、既存技術とともに調べて評価した。除染シナリオについては、既存及び新規除染技術の方法や土壌中のセシウム濃度の初期値や除染完了値を設定し求めた。

## 1 ）現地測定での知見

福島県相馬郡飯舘村佐須での6月5日～18日、7月30日～8月4日、10月6日～11日にわたる実証試験
で得られた知見をシナリオの設定において考慮した。

### a. 空間線量率

8月と10月に佐須の実証試験の水田（7m×19m）の中心と4隅の地上1mの空間線量率を、NaIシンチレーションサーベイメーターを使用して測定した。その結果、湛水下の場合（8月）と落水下の場合（10月）とでは空間線量率に差がほとんど見られなかった。そのため、湛水による放射線の遮蔽効果はないものとした。

### b. 空間線量

平成25年10月に農林水産省の農地除染の実証試験が行われた福島県相馬郡飯舘村草野向押で、除染が行われた水田とその周辺の計78カ所の地上1mの空間線量率を、NaIシンチレーションサーベイメーターを使用して測定した。その結果、除染が行われた水田（0.55μSv/h）から2m離れた未除染の土手（1.3μSv/h）では空間線量率が2倍以上高い値を示した。そのため、水田を除染しても住宅等の生活空間の空間線量率は減少させられないとした。

## 2 ）初期值与除染完了值

土壌のセシウム濃度（表層から15cmの平均）において、5000Bq/kgと10000Bq/kgの2パターンの初期値を設定した。これらは、既存のすべての除染技術が適用できる土壌のセシウム濃度の極小値と極大値である。また、除染の完了値を土壌のセシウム濃度1000Bq/kg以下に設定し、すべての除染技術において初期値が除染完了値（施工前後での低減率は初期値5000Bq/kgの場合80%、初期値10000Bq/kgの場合90%が必要となる）に達するまで除染を行うとした。

各除染技術の除染完了値の達成までの過程を以下に示す。

技術A. 表土剥ぎ取り：この技術では、剥ぎ取り厚さを増大させることで低減率を高くすることができる。また、剥ぎ取り厚さ3cmの場合、土壌のセシウム濃度の低減率は施工前の土壌のセシウム濃度に依存せず86%～90%とほぼ一定である（農林水産省，2013）。このことから、初期値5000及び10000Bq/kgの場合、剥ぎ取り厚さを各々3cm、5cmとし表土剥ぎ取りを行うことで完了値に達するとした。

技術B. 水による土壌攪拌・除去：この技術では、繰り返し複数回実施することで低減率を上げることが可能である。農水省の実証試験の結果から、低減率と施工前の土壌のセシウム濃度には相関があると仮定し、初期値5000及び10000Bq/kgの場合、各々13、16回の実施で完了値に達するとした。細粒子の排出量も低減率に依存すると仮定し、廃棄土壌量を算出した。

技術C. 反転耕：この技術では表層土と仮想土を反転させ、放射性セシウムを地中に隔離することで土壤中のセシウム濃度を低減させる。ほかの除染技術と比較すると除染による土壤のセシウム濃度の低減率は低く、農水省の実証試験の結果から低減率を56.9%とした。このため、反転耕実施後、客土を行うことで除染完了値まで低減させた。客土は汚染濃度を希釈低減する工法であり、客土量を客土混入率と土壤のセシウム濃度の間にある負の比例関係（農林水産省，2013）から求めた。

技術D. 固定化・洗浄処理（本開発技術）：この技術は剥ぎ取った表層 5cm のみを洗浄し、除染する技術である。このため表層から 15cm の土壌のセシウム濃度の低減率を求めるため、
初期値別の仮想土壌モデルを使用した。仮想土壌モデルを、地区別指数関数モデル（農林水産省，2013）の深度15cmの平均値と各層（1cmごと）のセシウム濃度の比を初期値に乗じることで作成した。剥ぎ取り洗浄を行った土壌の低減率を80％とし洗浄土をほ場に戻すと、表層から15cmのセシウム濃度の平均が初期値5000及び10000Bq/kgの場合、低減率は各々78.7、73.4％となった。その後、除染完了値に達するまで客土を行うことで除染完了とした。以下の表-2.2.2に新規及び既存の除染技術の工程を示す。表中の、除染技術A、B、C、Dは各々、表土剥ぎ取り、水による土壌攪拌・除去、反転耕、固定化・洗浄処理を示す。

表(1)-8 各除染技術の工程

除染技術	技術A	技術B	技術C	技術D
除草注1	実施	実施	実施	実施
除染	·不陸整正·固化剤散布·表土剥殻取り·除去土壤搬出	·導水路設置·土壤攪拌·濁水処理·沈殿土壤の固化·固化土壤の搬出	·反転耕·整地	·表土剥殻取り·高機能水による洗浄·濁水沈殿·洗浄水のろ過·土壤の埋め戻し·固定化処理
客土	なし	なし	実施	実施
廃棄土処理	除草分注2と除染分注3	除草分と除染分	除草分のみ	除草分と除染分

注1：除染される水田は休耕田であるとし、機械による除草を行う

注2：除草に伴い発生する放射性セシウムに汚染された草木類の処理

注3：除染に伴い発生する放射性セシウムに汚染された土壌の処理

## 3 ）除染コストの計算

初めに、除染に投入される1)人工、2)エネルギー、3)物質、4)機械の数量をコストに換算する。既存の除染技術については、農林水産省の農地除染対策の技術書（第3編 積算編）実績歩掛（農林水産省，2013）に基づき算出した。固定化・洗浄処理については、上述の既存の除染技術の実績歩掛と今年度行った福島県飯舘村相馬郡での実証試験を参考に歩掛を作成した。

a. 人工：（労務単価+特別手当）×作業日数により、コストに換算した。労務単価には公共工事の工事費の積算に用いられる国土交通省の平成25年度公共工事設計労務単価（国土交通省，2013）での福島県の値を使用した。なお、時間外の割増賃金や現場管理費（法定福利費の事業主負担額、研修訓練に要する費用等）については対象外とした。また、福島県の除染作業では特別手当として日当1万円が支給されていることを考慮した。

b. エネルギー：エネルギーの店頭販売価格×使用エネルギー量により、コストに換算した。店頭販売価格としては、平成25年10月28日の福島県内での軽油、レギュラーの価格を使用した（ガソリン・軽油価格情報NAVI：http://oil-stat.com/）。除染に用いられる水の供給源を上水道とした。福島県福島市水道局の水道料金を参考に、50m³を超えた場合の1m³当たりの価格を単位価格とした（265.65円/m³）。

c. 物質：単位販売価格×使用量により、コストに換算した。販売価格には Web での検索値を使用した。
d. 機械：建設機械損料（または減価償却費）×使用時間により、コストに換算した。建設機械損料を国土交通省制定の建設機械損料表から決定した。この表には建設業者が所有する建設機械等の償却費、維持修理費、管理費等のライフサイクルコストが1時間当たり又は1日当たりの金額として表示されている。損料表に記載されていない機械（トラクターのような農用機械）については、購入価格を耐用年数・年間使用日数・1日の使用時間の積で除したものを減価償却費とし算出した。なお、耐用年数には国税庁が機械ごとに定める値を使用し、年間使用日数を100（日/年）、1日の使用時間を5（時間/日）と設定した。

e. その他：除染技術のコストとして、除草用、客土用、廃棄物及び廃棄土処理用のコストも考慮した。現在稲作が行われていない休耕田に対して除染を実施するため、すべての除染技術において除染前に除草を行うとした。客土用のコストを反転耕と固定化・洗浄処理において考慮した。廃棄物及び廃棄土処理用コストを仮置き場や中間貯蔵施設の建設・維持管理コストや中間管理施設までの運搬費（保高、内藤，2013）から算出し、すべての技術において加味した。

## 4 ．結果及び考察

(1) 対象とした飯舘村佐須地区の水田土壌の理化学性と放射性セシウム( $ ^{137} $ Cs)汚染の調査

1）飯館村佐須地区水田土壌の理化学性

a. 三相分布

図(1)-6 三相分布図

b. 水分特性曲線

図(1)-7 水分特性曲線
### c. 透水係数

透水係数は深い土層になると相対的に減少したが、40から50cmの間で増加した。

表(1)-9 佐須地区土壌の深さごとの透水係数

Soil depth	Average Hydraulic Conductivity (cm/s)
0-10 cm	1.81E-02
10-20 cm	1.48E-05
20-30 cm	2.49E-04
30-40 cm	1.77E-05
40-50 cm	1.49E-02

### d. 土壤粒径分布

表(1)-10に粒径組成および土性区分を示す。粘土分は採取深度が大きくなるにつれて、減少した。作土層土、盤層土は砂壌土に分類され、下層土は砂土に分類された。図(1)-8に作土層土と盤層土を分級して得られた粘土のX線回折パターンを示す。作土層土と盤層土のパターンは類似のパターンであり、既存のpdfデータと比較するとハロサイト系の鉱物と石英が混在していると考えられる。一方、図(1)-9と10に作土層土の細砂の黄金色の部分をX線回折分析した結果を示す。細砂の方がピーク強度が高く、結晶性が高いが、ピーク位置は同様の場所に存在しており、粘土と同じくハロサイト系の鉱物と石英が混在していると考えられた。表(1)-11に佐須土壌に含まれる粘土鉱物をまとめた。

表(1)-10 粒径組成および土性区分

作土層土	盤層土	下層土
粘土,%	13.1	12.3	3.3
シルト,%	15.0	11.5	21.9
細砂,%	28.0	35.3	30.3
粗砂,%	43.3	37.6	36.6
溶解損失,%	0.6	3.3	7.9
土性区分*	砂壤土	砂壤土	砂土

$ ^{*} $ 土壤環境分析法編集委員会編「土壌環境分析法」博友社(1997), p. 25, 図II-3に基づく区分

図(1)-8 作土層の粘土成分のSEM図
図1-9 XRD分析結果

(a)作土層土と(b)盤層土の粘土のXRDパターン、および

(c)Halloysite-7A、(d) Halloysite-10A、(e)Nacrite-1Md、(f)Quartzのpdfデータ

図1-10 XRD分析結果

作土層土の(a)細砂と(b)粘土のXRDパターン、および

(c)Halloysite-7A、(d) Halloysite-10A、(e)Nacrite-1Md、(f)Quartzのpdfデータ

表(1)-11 佐須土壌に含まれる粘土鉱物

鈦物名	化学式	構造等
Halloysite-7A	AlSiO2(OH)4	二層構造(1:1型)
Halloysite-10A	AlSiO2(OH)·2H2O	二層構造(1:1型)
Nacrite-1Md	AlSiO2(OH)4	二層構造(1:1型)

佐須土壌の粒径分布を調べた結果、粘土分は3-13%程度であり、採取深度が深くなるにつれて、減少した。粘土、シルト、砂の3成分の含有率より、作土層土と盤層土は砂壌土に分類され、下層土は砂土に分類された。粘土のX線回折結果より、粘土鉱物としてハロサイト系の鉱物が存在していることが確認された。
土壤のpHは5.00～5.62での間であった。土壌の電気伝導度は、0.09-0.23 mS/cmの間にあった。土壌は弱酸性条件であると判断された。

## 2 ）放射性セシウム（ $ ^{137} $ Cs）汚染の調査

土壌断面から現地水田土壌は，土壌深度0～30cm層程度まで作土層が形成されており，土壌深度30～40cm層に黒色の耕盤層がみられた。また，土壌深度40cm以深の下層土では，直径5cm程度の石が混在する黒色層となり，この層は対象水田で稲作が行われる以前に沼沢地であった頃に堆積した層であることが水田所有者への聞き取り調査から推定された。

放射性セシウム汚染は、 $ ^{134}Cs $ と $ ^{137}Cs $ の両方で起こっているが、 $ ^{134}Cs $ の半減期が短く研究期間の間に変化してしまうことから、ここでは $ ^{137}Cs $ のみ測定した。水田表層土(10cm)の $ ^{137}Cs $ 濃度は、4100から12200 Bq kg $ ^{-1} $ （6940±2930）であった。一方， $ ^{137}Cs $ 濃度の鉛直分布では、土壌深度0-3cmの極表層で20000 Bq kg $ ^{-1} $ 以上の高い値が測定された（図(1)-11）。それに対して10cm以深の土壌深度における $ ^{137}Cs $ 濃度は、深い土壌層（2012年4月38～40cm層95 Bq kg $ ^{-1} $ ，9月40～50cm層79 Bq kg $ ^{-1} $ ，10月60cm層付近51 Bq kg $ ^{-1} $ ）で表層土の1%程度の小さなピークが見られたのを除いて、検出限界以下かその付近の極めて低い値であった。よって、福島第一原発事故によりフォールアウトした放射性セシウムの大部分は、土壌表層部で土壌粒子に強く吸着（固定）されていると考えられた。

図(1)-11 土壤断面と放射性セシウム( $ ^{137} $ Cs)の分布

$ ^{137} $ Csの小さなピークがみられた深い土壌層の $ ^{134} $ Cs/ $ ^{137} $ Cs比は0.40から0.63であり，作土層の0.53から0.61と大差はなかった（表(1)-12）。このことは，盤層から下層土に存在する放射性セシウムが今回の事故でフォールアウトしたものであることを示している。事故後，フォールアウトした放射性セシウムが土壌に強く吸着されるまでの短期間に，周辺河川からの地下水浸透などにより深い層までセシウムが浸透した可能性がある。

真野川河川水や土壌溶液中の $ ^{137} $ Cs濃度はすべて検出限界以下（<1。5 Bq L $ ^{-1} $ ）であった（表(1)-13）。このことは，放射性セシウムが植物にとって容易に吸収できる溶存態で存在しないことを意味し，植物は生理的作用によって土壌粒子に吸着した形態のセシウムを脱着して吸収していると考えられた。
表(1)-12 表層土と下層土における $ {}^{134}Cs $ と $ {}^{137}Cs $ の比

Date	Soil layer	$ ^{134} $ Cs	$ ^{137} $ Cs	$ ^{134} $ Cs/ $ ^{137} $ Cs ratios
cm	Bq kg $ ^{-1} $
Apr. 2012	0-2	17500	28700	0.61
38-40	38	95	0.40
Sep. 2012	0-10	4930	9020	0.55
40-50	32	79	0.41
Oct. 2012	0-3	14800	27800	0.53
60	32	51	0.63

表(1)-13 河川水ならびに土壌溶液中の $ ^{137} $ Cs濃度

Sample	Date	$ ^{137}\mathrm{Cs}(\mathrm{Bq}\ \mathrm{L}^{-1}) $
R. Mano	Jul., 2012	<1.5
Sep., 2012	<1.5
Oct., 2012	<1.5
Spring water of R. Mano	Sep., 2012	<1.5
Extracted solution	Oct., 2012	<1.5

## （２）微生物鉱物化作用を用いた土壤の不透水層化技術の開発－室内試験

## 1 ）ガラスビーズカラム試験

ガラスビーズカラム試験では、直径0.01、0.05、0.25、0.5、1、2、3mmのガラスビーズで検討した。ガラスビーズの透水係数は細菌注入し、さらに尿素と塩化カルシウムを注入した後の2日間で安定したので、注入2日後に測定した。透水係数は直径0.01mmのガラスビーズの場合、 $ 3.27\times10^{-4} $ cm/s から $ 3.07\times10^{-5} $ cm/s までに減少、0.05mmのガラスビーズの場合で $ 4.10\times10^{-3} $ cm/s から $ 2.92\times10^{-4} $ cm/s までに減少、0.25mmのガラスビーズの場合で $ 6.72\times10^{-2} $ cm/s から $ 1.10\times10^{-2} $ cm/s までに減少、0.5mmのガラスビーズの場合で $ 1.73\times10^{-1} $ cm/s から $ 2.70\times10^{-2} $ cm/s までに減少、1mmのガラスビーズの場合で $ 5.74\times10^{-1} $ cm/s から $ 1.92\times10^{-1} $ cm/s までに減少、2mmのガラスビーズの場合で $ 6.57\times10^{-1} $ cm/s から $ 2.28\times10^{-1} $ cm/s までに減少、3mmのガラスビーズの場合で $ 8.38\times10^{-1} $ cm/s から $ 3.70\times10^{-1} $ cm/s までに減少しました。言い換えれば、透水係数は、0.01、0.05、0.25、0.5、1、2、3mmのガラスビーズが用いって、それぞれ10.65、14.04、6.13、6.41、3.00、2.88、2.26倍減少した。前述したように、ガラスビーズサイズが小さくなると、目詰まり効率が大きくなった。逆にいえば、大きなサイズのガラスビーズを用いた実験で低い詰まり効率と細菌が堆積した。CaCO₃の沈殿は小さなサイズのガラスビーズを用いた実験でカラムの一番上に、大きなサイズのガラスビーズを用いた実験ではカラムの一番下に観察された。細孔の大きさは、細菌の蓄積や目詰まり効率に影響を及ぼすことが考
えられる。ガラスビーズの大きさ（粒径）がbioclogging技術が成功するために重要な要因であると言うことができる。

図(1)-12 ガラスビーズカラム試験での透水係数変化

図(1)-13 ガラスビーズカラム試験での微生物細胞捕捉密度
図(1)-14 ガラスビーズカラム試験での導入細胞密度の効果

図(1)-15 ガラスビーズカラム試験での導入細胞密度と微生物細胞捕捉密度

## 2 ）沈殿溶液を用いた実験

目詰まり効率を改善するために、支持材としてベントナイトを添加した実験を行った。実験でナトリウムベントナイトを用いた。ベントナイトの量は、充填したガラスビーズの重量の5％に決定された。0.05、0.25、3 mmのガラスビーズを実験に使用した。沈殿溶液、細胞懸濁液をこれまでの実験の同様の方法で注射した。ガラスビーズの一つ細孔容積は、ベントナイトに注ぎ、この懸濁液を注入中に攪拌した。ベントナイト懸濁液は、細胞懸濁液と沈殿溶液をそれぞれ注入した。温度は、これまでの実験と同じ、22℃であった。透水係数は、沈殿溶液の注入2日間後0.05 mmのガラスビーズで4.10x10^{-3} cm/sから3.65x10^{-5} cm/sまでに減少、0.25 mmのガラスビーズで6.72x10^{-2} cm/sから5.20x10^{-4} cm/sまでに減少、3 mmのガラスビーズで8.38x10^{-1} cm/sから3.30x10^{-3} cm/sまでに減少した。他の言葉では、目詰まり効率が初期透水係数を比較すると、0.05 mmのガラスビーズの場合14.04倍から115倍に上昇、0.25 mmのガラスビーズの場合6.13倍から129倍に上昇、3 mmのガラスビーズの場合2.26倍から254倍に上昇した。結果は、ベントナイトの添加は約10倍と100倍の間で詰まり効
率を向上させることが示された。

## 3 ）沈殿溶液、支持材料と栄養源を用いた実験

ウレアーゼ活性と$\mathrm{CaCO_{3}}$の形成を促進に対する透水係数の低下を増強するために、酵母エキス（1Lの沈殿溶液あたり2%）を栄養源として沈殿溶液に添加した。実験は、0.05 mmと0.25 mmのガラスビーズを用いて行った。ベントナイト懸濁液は、細胞懸濁液と沈殿溶液をそれぞれ注入した。温度は、これまでの実験と同じ、22℃であった。酵母エキスの添加は$\mathrm{CaCO_{3}}$の形成を強化し、孔穴を詰まら改善されています。透水係数は沈殿溶液の注入後2日間、0.05 mmのガラスビーズの場合で$4.10\times10^{-3}\mathrm{~cm/s}$から$8.52\times10^{-6}\mathrm{~cm/s}$までに減少、0.25 mmのガラスビーズで$6.72\times10^{-2}\mathrm{~cm/s}$から$1.85\times10^{-4}\mathrm{~cm/s}$までに減少した。それが目詰まり効率が初期透水係数を比較すると0.05 mmのガラスビーズの場合115倍から481倍に増加、0.25 mmのガラスビーズの場合129倍から363倍に増加していると言うことです。沈殿溶液の注入4日間後、目詰まり効率は、2日間の実験を比較すると0.05 mmのガラスビーズの場合481倍から1568倍に増加、0.25 mmのガラスビーズの場合363.12倍から1486倍にまで上昇した。$\mathrm{CaCO_{3}}$の沈殿範囲も酵母が使う実験に拡大した。結果は、酵母エキスの添加は任意の支持材料と栄養源のコントラストに加えて透水係数の劇的な減少を有することを証明した。

## 4 ）沈殿溶液を用いた実験（細胞の種々の濃度）

カラムに導入された細胞を異なる濃度の効果を観察するために、実験は2 mmと3mmのガラスビーズを用いて行った。$\mathrm{OD}_{600}0.15$、0.75、と$\mathrm{OD}_{600}2.25$ 異なる細胞濃度が使用された。前の実験と同じ方法および条件を用いた。図に示すように、低詰まり効率と細菌の堆積は、大きなサイズのガラスビーズを用いた実験で観察された。ただし、カラムの細菌の数を増やすことは、より高い詰まり効率をもたらした。

## 5 ）ガラスビーズカラムと佐須土壌の比較

粒径分布、水分特性曲線から推定した細孔径分布と透水係数を、佐須地区土壌と不透水層化試験を行ったガラスビーズカラムの間で比較した。その結果、直径0.25mmから0.05mmのガラスビーズカラムと同等であることがあきらかとなった。水田土壌の透水係数は、 $ 10^{-5}\sim10^{-6}cm/s $ が望ましいとされているが、ベントナイトと酵母エキスを尿素と塩化カルシウムに加えることによって、達成できることが明らかとなった。
図(1)-16 佐須地区土壌の細孔径分布

図(1)-17 ガラスビーズ

カラムの細孔径分布
## （３）野外条件での微生物鉱物化作用による水田土壌の透水係数低下技術の開発

## 1 ）フィールドスケールでの水田への bioclogging 技術の適用実験

6つの試験区をbioclogging処理と対照区を1つのセットとして、3セットで実験を行った。

##### a. 第1セット: No.1 試験区(bioclogging 処理区)と No.2 試験区(対照区)（図(1)-18 a と b）

実験終了時点でのNo.1試験区（bioclogging処理区）とNo.2試験区（対照区）の透水係数はそれぞれ3.08x10^{-7} cm/sと1.21x10^{-5} cm/sだった。この結果から、No.1試験区（bioclogging処理区）の透水係数はbioclogging処理区の透水係数は対照区と比較しておよそ40倍低下した。

##### b. 第2セット：No.3試験区(bioclogging 処理区)と No.4試験区(対照区)（図(1)-18cとd）。

実験終了時点でのNo.3試験区（bioclogging処理区）とNo.4試験区（対照区）の透水係数はそれぞれ1.97×10^{-5} cm/sと2.45×10^{-4} cm/sだった。bioclogging処理区の透水係数は退職と比較しておよそ12倍低下した。

##### c. 第3セット：No.5試験区（bioclogging 処理区）と No.6試験区(対照区)（図(1)-18 e と f）。

実験終了時点でのNo.5試験区（bioclogging処理区）とNo.6試験区（対照区）の透水係数はそれぞれ1.74×10^{-5} cm/sと2.65×10^{-4} cm/sだった。bioclogging処理区の透水係数は退職と比較しておよそ15倍低下した。

図(1)-18 実験期間中の試験水田での蒸発量、降水量、および透水係数の変化。

Bioclogging处理区：a) No.1 試験区；c) No.3 試験区；e) No.5 試験区

对照区：b) No.2試験区；d) No.4試験区；f) No.6試験区