Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
model to evaluate flood damage cost in incident form. Generally speaking, such statistics are estimated in proportion as damage of social assets both of private and public. However, in theoretical study with Ramsey economic growth model, we have found that it is a just physical or direct cost, and that the ultimate cost should be estimated considering the rational household's behavior of deciding their consumption and saving in all one's natural. Therefore, the dynamic flood damage cost is calculated as difference of nation's annual consumption with an effect of global warming and without it, then the values derived here with the DSCGE model are entirely larger than the direct cost.
## 事業番号 ___ 1

事業名 独立行政法人国際協力機構運営費交付金(技術協力)

## 集計結果

- 現状通り 1名

- 事業内容の一部改善 4名

- 事業全体の抜本的な改善 1名

- 廃止 名

取りまとめ結果及びコメント

◆現状通り ◆事業内容の一部改善

◆事業全体の抜本的な改善 ◆廃止

●一般論として，評価においてより一層透明性を確保し，外部からの視点を取り入れ，PDCAサイクルの強化に努めるべき。

●評価結果を今後の事業にどのように生かしていくかについてのルールを検討すべき。またナレッジ教訓がどのように活用されているのか，可視化を進めていくべき。さらに，妥当性・インパクト・持続性については政策立案段階の問題であり，立案者の人事評価に反映すべき。

● 外部評価者による評価について，例えば開発コンサルタントのみならず，コンサルタントと大学・NGO等がパッケージで受注する仕組みを取り入れる，また途上国側の参加，OECD DAC以外の評価基準を取り入れる等して，より専門的・多様な視点が反映されるようにすべき。
2015年には針葉樹丸太の輸入量は前年比18%減となったものの、依然として世界の針葉樹丸太貿易量の約40%が中国向けとなっている。中国向け針葉樹丸太の輸出は、ニュージーランドとロシアで70%近くを占めるとともに、近年は豪州が中国への針葉樹丸太の輸出量を増加させており、その割合は10%に達している。

中国の2015年における針葉樹製材輸入量は、前年比1％増の1,764万 $ m^{3} $ となっているが、近年の建設市場の低迷を背景に、その輸入額は前年比12％減となった。2015年の中国向け針葉樹製材の輸出量は、ロシア(48%)とカナダ(32%)で80％を占めており、これにフィンランド(3.5%)、米国(3.4%)、スウェーデン(3.0%)等が続いている。2015年においては、ロシアから中国への針葉樹製材の輸出量が前年比16.5％増となっており、この傾向は、2016年においても継続している。

また、中国からの合板等の輸出量は、増加傾向にあり、2015年には1,523万 $ m^{3} $ で10年前の734万 $ m^{3} $ の約2倍となっている $ ^{*15} $ 。

## (ウ)国際貿易交渉の動向

## (EPA/FTA等の交渉の動き)

我が国は、平成14(2002)年にシンガポールと初めて経済連携協定(EPA $ ^{*16} $ )を締結してから、幅広い国や地域とのEPAの締結に取り組んでいる。平成28(2016)年6月時点で、合計16の国及び地域 $ ^{*17} $ とEPAを締結・署名している。現在、カナダ、コロンビア、EU、トルコとのEPAのほか、日中韓自由貿易協定(FTA $ ^{*18} $ )、東アジア地域包括的経済連携(RCEP(アールセップ)) $ ^{*19} $ 等について交渉中である。これらの交渉に当たって、我が国は、林産物の関税率の引下げが我が国及び相手国の持続可能な森林経営に悪影響を及ぼすことのないよう配慮することとしている。

日EU間では、平成23（2011）年5月に開催された日EU定期首脳協議において、日EU経済連携協定（日EU・EPA）の交渉のためのプロセス開始について合意 $ ^{*20} $ し、平成25（2013）年3月には、両首脳が日EU・EPAの交渉立上げを決定している $ ^{*21} $ 。同4月に第1回の交渉会合を行い、平成28（2016）年9月までに17回の交渉会合を行っている。

日中韓の3か国では、平成24(2012)年11月に開催された「ASEAN（アセアン）関連首脳会議」の際に行われた「日中韓経済貿易担当大臣会合」において、物品の関税やサービス貿易の障壁等を削減・撤廃することを目的とする日中韓FTAの交渉開始に合意している $ ^{*22} $ 。平成25(2013)年3月に第1回の交渉会合を行い、平成29(2017)年1月までに11回の交渉会合を行った。

また、平成24(2012)年11月のASEAN関連首脳会議の際に、ASEAN諸国と日中韓印象NZの16か国は、RCEPの交渉の立上げを宣言した $ ^{*23} $ 。RCEPは、これらの国の間の包括的な経済連携構想であり、物品貿易(関税削減等)のみならず、サービス貿易、投資、経済及び技術協力、知的財産、競争、紛争解決、その他の事項を含む協定を目指している。平成25(2013)年5月に第1回の交渉会合を行い、平成29(2017)年3月までに17回の交渉会合を行った。

## (TPPが国会承認)

環太平洋パートナーシップ(TPP $ ^{*24} $ )交渉は、平成18(2006)年に発効した環太平洋戦略的経済連携協定(通称「P4協定」)の締約国であるシンガポール、ニュージーランド、チリ、ブルネイに加えて、
格は、原油価格の上昇とロシアによる丸太輸出税の引上げにより、平成19(2007)年に急激に上昇した。平成28(2016)年は前年に引き続き下落しており、北洋エゾマツ $ ^{*43} $ で23,300円/m $ ^{3} $ （前年比2,300円/m $ ^{3} $ 安）となっている。

## (平成28(2016)年の国産材のスギの製材品価格は前年並み)

平成28(2016)年の国産材の製材品価格は、スギ正角 $ ^{*44} $ (乾燥材)は前年と同じく65,100円/m $ ^{3} $ 、ヒノキ正角(乾燥材)で83,000円/m $ ^{3} $ (前年比1,600円/m $ ^{3} $ 安)となっている。

また、輸入材の製材品価格は、構造用材としてスギ正角(乾燥材)と競合関係にあるホワイトウッド集成管柱 $ ^{*45} $ の価格でみると、円安方向への推移の影響等により平成19(2007)年に急上昇したが、その後の円高方向への推移の進行等により、平成20(2008)年から平成21(2009)年にかけて下落した。平成26(2014)年には、円安方向への推移の影響等により78,600円/m²(前年比6,000円/m²高)となり、平成27(2015)年も同じく78,600円/m²であった。平成28(2016)年は81,600円/m²(前年

資料Ⅳ－15 針葉樹合板価格の推移

注1：「針葉樹合板」（厚さ1.2cm、幅91.0cm、長さ1.82m）は1枚当たりの価格。

2：平成25（2013）年の調査対象の見直しにより、平成25（2013）年のデータは、平成24（2012）年までのデータと必ずしも連続していない。

資料：農林水産省「木材需給報告書」、「木材価格」

比3,000円/m³高)となっている。

針葉樹合板の価格は、為替変動等により平成20(2008)年から平成21(2009)年にかけて下落したが、その後は上昇に転じた。平成23(2011)年は、東日本大震災の復興資材としての需要の増加が見込まれたことにより一時的に上昇した。平成28(2016)年の針葉樹合板の価格は前年から上昇し、1,190円/枚(前年比100円/枚高)であった(資料Ⅳ-15)。

## (平成28(2016)年の国産木材チップ価格は上昇)

国産木材チップ（紙・パルプ用）の価格は、平成19(2007)年から平成21(2009)年にかけて、製材工場からのチップ原料の供給減少等により顕著な上昇傾向にあったが、平成22(2010)年以降は、チップ生産量の増加等により下落した。その後、平成26(2014)年以降は上昇しており、平成28(2016)年の国産針葉樹チップの価格は13,800円/トン(前年比500円/トン高)、国産広葉樹チップの

資料Ⅳ－16 紙・パルプ用木材チップ価格の推移

注1：国産木材チップ価格はチップ工場渡し価格、輸入木材チップ価格は着港渡し価格。

２：それぞれの価格は絶乾トン当たりの価格。

3：平成18(2006)年以前は、 $ m^{3} $ 当たり価格をトン当たり価格に換算。

4：平成25(2013)年の調査対象の見直しにより、平成25(2013)年の「国産針葉樹チップ」、「国産広葉樹チップ」のデータは、平成24(2012)年までのデータと必ずしも連続していない。

資料：農林水産省「木材需給報告書」、「木材価格」、財務省「貿易統計」
課題名 5ZB-1205 放射能汚染土壤の飛散防止・洗浄・固化を行う生物処理実用システムの開発

課題代表者名 片山 新太 （名古屋大学エコトピア科学研究所環境システムリサイクル科学研究部門教授）

## 研究实施期间 平成24～25年度

累計予算額 68,510千円（うち25年度34,255千円）

予算額は、間接経費を含む。

本研究のキーワード 放射性セシウム、水田土壌、洗浄と固定、微生物鉱物化反応、ナノバブル水、木質チップ ろ過、イネ移行性、トラクター作業

## 研究体制

(1) 放射能汚染土壤の固化に関する生物処理実用システムの開発（名古屋大学）

(2) 放射能汚染土壤の飛散防止と洗浄に関する生物処理実用システムの開発（石巻専修大学）

## 研究協力機関

環境省福島環境再生事務所、福島県農林水産部、福島県飯館村

## 研究概要

### 1. はじめに(研究背景等)

福島原子力発電所から飛散したセシウムやストロンチウム等の放射性核種によって広範囲に放射能汚染土壌が生じ、この対策が急務となっている。これまで重金属汚染農耕地（例：カドミウム汚染水田）では排土客土による対策がとられてきたが、土壌の確保が難しいことから、客土を伴わない方法による農耕地再生方法の確立が求められている。同時に、放射性核種で汚染された排土の大量発生も大きな問題となっており、排土量の少ない対策が望まれている。さらに、現地では完全な土壌除染は難しく、残留する放射性核種の2次的拡散の防止も望まれている。社会経済的には、大手ゼネコンによる大がかりな除染を実施しても、除染はしたが肥沃度の低下した土地が農家に返されるに過ぎず、農地再生を実施する農家に別の経済的援助が必要となるという課題が残る。そのため、農家自身で農地除染を行うことによって、除染費用が農家に

渡る仕組みも必要となっている。

そこで、本研究では、農家がトラクターと簡易な装置程度を用いれば実施出来る除染および水稲（イネ）移行抑制技術の開発を行うこととした。これまで放射性核種の汚染水田におけるイネ移行試験は、1960年～1970年代の核実験フォールアウトの影響評価の研究で実施され（渋谷政夫編「土壤汚染の機構と解析」産業図書、東京、1979）、ストロンチウムは作物吸収され易いこと、セシウムは通常は土壤（特に粘土画分）に固定化されるが水田条件では、アンモニウム態窒素がセシウムと置換し、セシウムが遊離してイネに吸収されることが明らかにされている。そこで、植物移行性の高い放射性核

## 放射能汚染土壤の飛散防止・洗浄・固化を行う 生物処理実用システムの開発

## 研究開発の最重要課題

広範な除染に使える安価な除染技術－広範な地域の除染に使える

■ 地元住民(農家)が自分でトラクターを使って除染できる技術－除染作業が仕事になるため、賃金をもらいながら早期帰宅を目指すことが出来る。

■ 汚染廃棄土壤の排出量の減量化－汚染土の処理という2次的問題を小さく出来る

これまでの主な研究成果

重金属を対象とした微生物鉱物化による固定化が可能であることを明らかにした。高浸透性水を用いることによって、高効率でセシウム除染が可能であることを明らかにした。

平成24年度の研究開発

◆福島県相馬郡飯舘村の放射性セシウム汚染土壤を対象とした実証試験

◆放射能汚染土壤の固化に関する生物処理実用システムの開発

容器内試験により微生物鉱物化の不透水層化効果と放射性セシウム植物移行防止効果の確認と実用化へ向けた課題解決

◆ 放射能汚染土壤の飛散防止と洗浄に関する生物処理実用システムの開発

高浸透性水を用いた放射性セシウム汚染土壤の除染効果と洗浄水の木材チップと微生物による処理効果の確認と実用化へ向けた課題解決
種を粘土画分とともに洗浄除去し、洗浄後に残留する放射性核種を微生物鉱物化反応によって固化（固定化）して、放射性核種のイネへの移行を防ぐ技術を開発することを目的とした。本申請研究で用いる洗浄・固化反応は、これまでに部分的には開発されているが、それらをシステムとして実農用地に応用した例は無い。従って、現地で適用する上で必要な仕様（洗浄効率、水田肥沃度への影響、イネへの低移行係数）を達成するための条件を明らかにすることを目的とした。

### 2. 研究開発目的

本研究では、汚染土の飛散防止、洗浄、固化（放射性核種の固定化）処理を行う生物システムの実用化開発を行って、現地土壤を農耕地として再生することを目的としている。本生物処理システムは(a)原位置処理が可能で、(b)従来の農作業に沿った工程によって実施可能であることの2点を満たすように開発し、農家が自身で浄化を可能とするものである。

放射性核種の土壌洗浄剤として、浸透性の高い水（高浸透性水、いわゆるナノバブル水）に、イオン交換反応が期待でき且つ農耕地の肥沃度に影響の小さい塩類を溶かした液を用いて、高効率で放射性セシウムを除去する方法を確立する。ここでは、放射性セシウムを多く含む粘土画分を分級しながら洗浄する方法を開発する。また、下層土および畦畔は、放射性核種が広がらないように微生物鉱物化反応によって非透水性とする方法を確立する。さらに、洗浄後も水田作土中に残留するセシウム・ストロンチウムを固化（固定化）し植物に吸収されにくい形態へ変化させる技術も同時に確立する。高浸透性水の作製には、高崎らが開発した活性水生成用高压噴流水共鳴振動発生装置を用い、発生する放射性洗浄水は木材チップ等を用いたろ過装置で処理する。また、微生物鉱物化反応には、微生物によって方解石（Sporosarcina属細菌、ToblerらGeochim Cosmochim Acta，75，3290，2011）、菱鉄鉱（Schwanella属細菌、Rodenら、ibid，66，2823，2002）、フェライト（Geobacter属細菌、J。R。Lloyd personal communication）等を利用する。

### 3. 研究開発の方法

## (1) 放射能汚染土壤の固化に関する生物処理実用システムの開発

1）漏水水田に対する処理技術：室内でガラスビーズを用いたモデル実験によって、粒径、ベントナイト、塩化カルシウム、尿素、微生物基質、温度の透水係数に対する効果を明らかにすることによって、現地試験に必要な投入資材の条件を決定した。次に、名古屋大学附属農場の漏水水田（透水係数 $ 10^{-4}cm/s $ ）を対象として、下層土にベントナイト（目の粗い孔を防ぐ）、塩化カルシウム、尿素（カルサイト形成）およびコーンスティープリカー（微生物基質）を加え、土壤微生物の持つウレアーゼ活性を利用して尿素をアンモニアと二酸化炭素に分解して高い pH を保ちつつ炭酸カルシウム（カルサイト）沈殿を形成させて、下層土に存在する漏水の原因となる隙間を埋める実験を実施した。この時、浸水量は、土壌表面に木枠をおいて減水深を測ると同時に現地での降水量と蒸発量を測定することによって求めた。

2）鉄酸化物の効果の評価：鉄還元菌を用いて土壤中に多く存在する鉄酸化物を還元して、鉄の鉱物を形成する化学反応を誘導する実験を行った。還元して生成する鉄（II）イオンと鉄（III）酸化物の反応によってマグネタイトが形成、炭酸との反応でシデライトが形成、リン酸との反応でビビアナイトが生成することを利用するとともに、粘土鉱物が放射性セシウムと強く吸着することを利用して、放射性セシウムを粘土鉱物ごと鉄酸化物で覆ってしまうことが可能かどうかを試験した。結果はSEM-EDSでの観察および土壤からの放射性セシウムの逐次抽出試験によって調べた。放射性セシウム濃度はゲルマニウム半導体検出器で決定した。

3） 植物移行試験：バーミキュライト等の粘土鉱物と鉄酸化物の効果を放射性セシウムのイネ移行試験によって調べた。試験は高濃度汚染土を用いたポット試験と現地での稲作試験の二通りで行った。現地試験では農家が実際に行っている代掻き作業で処理を行った。放射性セシウム濃度は、ヨウ化ナトリウムシンチレーション検出器で決定した。

## (2) 放射能汚染土壤の飛散防止と洗浄に関する生物処理実用システムの開発

1）土壤中の放射性セシウム洗浄：ナノバブル水に酸（硫酸、クエン酸）、アルカリ（炭酸ナトリウム）を加えたものを高浸透性水として、土壌（乾物基準質量）に対して0.9～6倍（質量）加えて洗浄した。実験室レベルでボトル振とう一静置試験として行って、洗浄に必要な土：水の割合および洗浄と沈殿時間を決定し、それを野外試験での条件として実施した。野外試験では100kg程度の土壤を1回で洗う条件で評価した。

2）河川水中の放射性セシウム除染：河川水中に含まれる放射性セシウム汚染懸濁物の除去を木材チッ
プで作成したろ過槽によって除染する技術の開発を目指し、カラム試験および実際のろ過槽での試験を行った。木質チップは購入した物と現地の木材を用いて作成した物の2通りで行った。カラム試験でチップ槽に必要とされる厚みを調べ、その条件でろ過槽での長期運転を行ってろ過効果の持続性を試験した。放射性セシウム濃度は、ヨウ化ナトリウムシンチレーション検出器で検出した。また、チップによる懸濁物の最大保持量から、土壌洗浄水に対するろ過処理設計パラメータを求めた。

### 4. 結果及び考察

## (1) 放射能汚染土壤の固化に関する生物処理実用システムの開発

1）漏水水田に対する処理技術：名古屋大学附属農場の漏水水田（透水係数 $ 10^{-4}cm/s $ ）を対象として、土壌微生物の持つウレアーゼ活性を、ベントナイト（目の粗い孔を防ぐ）、塩化カルシウム、尿素（カルサイト形成）およびコーンスティープリカー（微生物基質）を加えることによって、微生物活性の低い冬期でも透水係数を低下させ、水田で理想的と考えられる透水係数 $ 10^{-5}cm/s \sim 10^{-6}cm/s $ を1ヶ月程度で達成できることを明らかにした。これによって、粘土粒子の移行による放射性セシウムの輸送を防ぐことが可能となった。

2）鉄酸化物の効果の評価：水田土壌に広く存在する鉄還元細菌を使って、強還元条件下で鉄酸化物を還元可溶化し、可溶化鉄（II）と土中の陰イオン、あるいは可溶化鉄（II）と酸化鉄の化学反応により不溶性のシデライトやマグネタイトを生成させ、土壌粘土のコーティングすることを試みた。コーティングは、シデライトが土壌粘土の中でもバーミキュライトで見られる一方、ベントナイトに対するコーティング効果は低かった。反応期間に長期を要することが示唆された。

3） 植物移行試験：土壤中の放射性セシウムは、バーミキュライト、ベントナイト、鉄酸化物を用いた処理によって抽出されない形態（イネ移行しない画分）となることが明らかとなった。この効果は、イネポット試験（1-2ヶ月）で確認された。しかし、野外試験（4ヶ月）での玄米への移行性に対しては、無処理土でも移行性が低かった（基準の100Bq/kg未満）ため、有意な効果が観られなかった。2年以上が過ぎ、水田土壤に降り注いだ放射性セシウムは既に強固に吸着して植物吸収率が低下したのかもしれない。なお、処理時に土壤を酸性化すると、イネ移行性がやや高まったことから、処理時のpHには注意が必要である。

## (2) 放射能汚染土壤の飛散防止と洗浄に関する生物処理実用システムの開発

1）土壤中の放射性セシウム洗浄：河川水の水田灌漑および洗浄水処理を目的として、放射性セシウム含有微細粒子濁質物を抑留する木材チップ濾過槽（チップ槽厚＞40cm）を用いて、懸濁物99%以上除去に成功した。放射性セシウムは、おおむね検出限界以下であった。灌溉水用には、チップ濾床は少なくとも一作期間は継続して用いることができることを明らかにした（通常の上水などに、用いられる砂濾過に比べ、濁質抑留能力は濾槽全体で濁質抑留を進行させる特長）。周辺の里山、森林の樹木伐採時に発生する木材を利用することが期待される。また、洗浄水を直接的に木材チップ濾過槽に導入するのではなく、その前に沈殿槽を設けることの必要性が明らかとなった。また、その沈殿槽で用いる鉄系凝集剤は、セシウムの植物移行ブロック技術とも組み合わせて使えることが期待される。

2）河川水中の放射性セシウム除染：河川水から作製したナノバブル水をベースに酸（硫酸、クエン酸、炭酸）を加えた高浸透性水を洗浄水として福島県飯舘村佐須土壌に1:0.9～1.3の低土水比で加え、粘土画分等の細粒とともに放射性セシウムを除去する方法で、放射性セシウムの30%（野外代掻き除染）～80%（室内試験）の除去率を達成した。ただし、80%の達成には丹念な粘土画分の除去が必要となる。除染作業時間は、1回洗浄20分から30分を3回程度で洗浄が可能である。ただし、処理対象土が頑固な泥団子状態の場合には処理時間の延長も必要となる。分級操作に必要な水は、循環と再利用が可能であることを確認した。

### 5. 本研究により得られた主な成果

## (1) 科学的意義

5,000Bq/kg程度の放射性セシウムで汚染された水田土壌であれば、農家がトラクターで行える安価な水田再生技術を開発した。その工程は以下の様である：(i) 漏水の大きな水田の場合は微生物によるカルサイト形成による漏水防止処理を下層土および畔畦に対して行う。(ii) 水田表層土5cmをトラクターで剥ぎ取る。(iii) 灌溉水路から水田に引き込む水口で50cm以上厚さのある木質チップ槽によって放射性セシウム付着懸濁物を過して取
る（99.9%以上の除去率）、(iv)チップ槽净化水から高浸透性水を作成し、剥ぎ取り土壌の洗浄を行う(洗浄効率30%の代掻き洗浄～洗浄効率80%の洗浄-沈殿槽からなる洗浄装置)。(v)洗浄土壌の粘土・鉄処理(バーミキュライト、ベントナイト、コロイド酸化鉄)による残留放射性セシウムの土粒子内への封じ込め反応実施（これは半年

## 以上養生した方が良い)。

また、当初の目的に付随して、農地の除染を行っても空間線量は下がらないことから通い農家の形態をとって農業を再開することしかできないことが示唆された。また水中の懸濁物の放射性セシウム汚染レベルが高く、土壌を除染しても山林から流下する懸濁物によって再び汚染される可能性が明らかとなった。住民が戻るためには、空間線量の原因となっている山林を削って谷を埋めるような大規模土木工事を行う必要があることが示唆された。

## (2) 環境政策への貢献

現在、緊急課題となっている福島県相馬郡飯舘村の水田の除染に対し、現地の住民を活かした除染の進め方に関して研究開発を進めるとともに意見交換を行い、放射性セシウム汚染農地の復興政策への選択肢を用意した。

5,000Bq/kg 程度の汚染土であれば、広範な除染に使える安価な除染技術を確立した。これによって、客土を最低限に抑えた水田農地を 1,000Bq/kg 以下に除染することが可能である。また、地元住民（農家）が自分でトラクターを使って除染できる技術－除染作業が仕事になるため、除染費用を地元民への賃金として出すことが可能となり、住民の元気づけとなって早期帰宅を目指すことが出来る。

無処理土壌でもイネへの移行性が低いことから、水田汚染レベルが $ 10{,}000Bq/kg $ 程度までは無処理で水稻栽培しても玄米中の放射性セシウム濃度が基準 ( $ 100Bq/Kg $ ) を超えることは殆ど無い。即ち、作付け条件をゆるめても良いことが示唆される。ただし農地除染しても空間線量は低下しないので、農家自身の外部被曝を低下させるために通い農業の形態が良いと考えられる。また、収穫物の全量検査態勢を確立し、規定の線量未満のものだけを出荷することができる体制を整なければならないと考えられる。

• 汚染土壌を農地外に持っていくのではなくて、農地の土粒子自体に封じ込めることによって、廃棄土壌の排出量の減量化を行う事ができることが明らかとなった。汚染土の処理という2次的問題を小さく出来るので、税金投入量が少なくてすみ、地元農家の早い帰還に繋がることが期待される。

## ＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

● 5,000Bq/kg 程度の汚染土であれば、地元住民がトラクターを使って除染できる安価な除染技術。

● 農地での植物移行は小さいので作物中の放射性セシウム濃度が基準(100Bq/Kg)を超えることは殆ど無いこと。

● 土粒子自体に放射性セシウムを封じ込めることが可能である。空間線量の低下を行うためには、それを地中に埋めると良いと考えられる。

● 一方、農地除染しても空間線量はあまり低下しないことから、人々が戻って住むためには空間線量の原因となっている山林を潰して谷を埋める様な大規模な土木工事を行った方が良いと考えられる。

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>

特に記載すべき事項はない

## (2) 主な口頭発表 (学会等)
1) Akatsuka, T., Suzuki, D., Eryürük, K., Tsuchiya, T., Yang, S., Takasaki, M., Fukushima, M., Abe, T., Usui, T. and Katayama, A. Horizontal and vertical profiles of radiocaesium in a contaminated paddy soil due to Fukushima nuclear power plant accident, First International Symposium on Advanced Water Science and Technology (ISAWST-1), November 11-13, 2012, Noyori Conference Hall, Nagoya University, Nagoya, Japan (poster)

2) Yang, S., Eryürük, K., Akatsuka, T., Suzuki, D., Sawada, K. and Katayama, A. Comparative study on the methods to decrease Strontium bioavailability 第 12 回 ジア太平洋棄物専門家会議（SWAPI）、於：中央大学2013年2月26-28日

3) Eryürük, K., Yang, S., Akatsuka, T., Suzuki, D., Tsuchiya, T. and Katayama, A. Reduction of hydraulic conductivities of glass beads using Sporosarcina pasteurii, Water and Environment Technology Conference 2013, Tokyo University of Agriculture and Technology, Koganei, Japan, (Hybrid)15-16 June 2013

4) Tsuchiya, T., Akatsuka, T., Yang, S., Eryürük, K., Suzuki, D., Takasaki, M., Sawada, K., Fukushima, M., Abe, T., Usui, T., Katayama, A. Suppression of bioavailability of radioactive cesium from soil to rice plants, International Symposium on EcoTopia Science 2013, December 13-15, Nagoya, Japan

5) Akatsuka, T., Yang, S., Tsuchiya, T., Eryürük, K., Suzuki, D., Sawada, K., Takasaki, M., Fukushima, M., Abe, T., Usui, T., Katayama, A. Decrease of the plant-available radiocaesium using the iron compounds and clay minerals of 2:1 layer type, International Symposium on EcoTopia Science 2013, December 13-15, Nagoya, Japan (poster)

6) Eryürük, K., Akatsuka, T., Suzuki, D., Tsuchiya, T., Yang, S. and Katayama, A. Determination of Physical Characteristics of Contaminated Soil of a Paddy Field in Fukushima Prefecture, International Symposium on EcoTopia Science 2013, December 13-15, Nagoya, Japan (poster)

### 7. 研究者略壓

課題代表者: 片山 新太

広島大学理学部卒業、工学博士(東京工業大学)、現在、名古屋大学エコトピア科学研究所教授

研究分担者

1）澤田 佳代 （サブテーマ1）

名古屋大学エコトピア科学研究所准教授

2）鈴木 大典 （サブテーマ1）

名古屋大学エコトピア科学研究所助教

3）高崎みつる（サブテーマ2、サブリーダー）

東北学院大学工学部卒業、工学博士（東北大学）、現在、石巻専修大学理工学部教授

4）福島 美智子 （サブテーマ2）

石卷専修大学理工学部教授

5）阿部智顕（サブテーマ2）

石卷専修大学理工学部教授
## 5 ZB-1205 放射能汚染土壤の飛散防止・洗浄・固化を行う生物処理実用システムの開発

## （１）放射能汚染土壤の固化に関する生物処理実用システムの開発

名古屋大学エコトピア科学研究所

$$ 環境システムリサイクル科学研究部門 \qquad 片山 \quad 新太 $$

<研究分担者>

名古屋大学エコトピア科学研究所

環境システムリサイクル科学研究部門 澤田 佳代・鈴木 大典

<研究協力者>

名古屋大学エコトピア科学研究所

環境システムリサイクル科学研究部門 赤塚 徹志・楊素銀・坂口巌

名古屋大学大学院工学研究科 Kağan Eryürük・土屋貴之

名古屋大学工学部社会環境工学科

平成24(開始年度)～25年度累計予算額：43,097千円

（うち、平成25年度予算額：21,629千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

本研究では、汚染土の飛散防止、洗浄、固化（放射性核種の固定化）処理を行う生物システムの実用化開発を行って、現地土壌を農耕地として再生することを目的としている。このサブテーマでは、下層土および畦畔は、放射性核種が広がらないように微生物鉱物化反応によって非透水性とする方法を試験するとともに、洗浄後も水田作土中に残留する放射性セシウムを固化（固定化）し植物に吸収されにくい形態へ変化させる技術も同時に確立することを目的とした。

名古屋大学附属農場の漏水水田（透水係数 $ 10^{-4}cm/s $ ）を対象として、土壌微生物の持つウレア一ゼ活性を、ベントナイト（目の粗い孔を防ぐ）、塩化カルシウム、尿素（カルサイト形成）およびコーンスティープリカー（微生物基質）を加えることによって、微生物活性の低い冬期でも透水係数を低下させ、水田で理想的と考えられる透水係数 $ 10^{-5}cm/s \sim 10^{-6}cm/s $ を1ヶ月程度で達成できることを明らかにした。これによって、粘土粒子の移行による放射性セシウムの輸送を防ぐことが可能となった。

水田土壌に広く存在する鉄還元細菌を使って、強還元条件下で鉄酸化物を還元可溶化し、可溶化鉄(II)と土中の陰イオン、あるいは可溶化鉄（II）と酸化鉄の化学反応により不溶性のシデライトやマグネタイトを生成させ、放射性セシウムを吸着した土壌粘土をコーティングすることを試みた。シデライト生成は、バーミキュライトで効果が高かった。土壌中の放射性セシウムは、バーミキュライト、ベントナイト、鉄酸化物を用いた処理によって抽出されない形態（イネ移行しない画分）となることが明らかとなった。この効果は、イネポット試験（1-2ヶ月）で確認された。しか
し、野外試験（4ヶ月）での玄米への移行性に対しては、無処理土でも移行性が低かった(基準の100Bq/kg未満)ため、有意な効果が観られなかった。2年以上が過ぎ、水田土壌に降り注いだ放射性セシウムは既に強固に吸着して植物吸収率が低下したのかもしれない。なお、処理時に土壌を酸性化するとイネ移行性がやや高まったことから、処理時のpHには注意が必要である。

## [キーワード]

微生物鉱物化反応、放射性セシウム、粘土鉱物、植物移行性

### 1. はじめに

福島原子力発電所から飛散したセシウムやストロンチウム等の放射性核種によって広範囲に放射能汚染土壌が生じ、この対策が急務となっている。これまで重金属汚染農耕地(例：カドミウム汚染水田)では排土客土による対策がとられてきたが、土壌の確保が難しいことから、客土を伴わない方法による農耕地再生方法の確立が求められている。同時に、放射性核種で汚染された排土の大量発生も大きな問題となっており、排土量の少ない対策が望まれている。さらに、現地では完全な土壌除染は難しく、残留する放射性核種の2次的拡散の防止も望まれている。社会経済的には、大手ゼネコンによる大がかりな除染を実施しても、除染はしたが肥沃度の低下した土地が農家に返されるに過ぎず、農地再生を実施する農家に別の経済的援助が必要となるという課題が残る。そのため、農家自身で農地除染を行うことによって、除染費用が農家に渡る仕組みも必要となっている。

そこで、本研究では、農家がトラクターと簡易な装置程度を用いれば実施出来る除染および水稻（イネ）移行抑制技術の開発を行うこととした。これまで放射性核種の汚染水田におけるイネ移行試験は、1960年～1970年代の核実験フォールアウトの影響評価の研究で実施され（渋谷政夫編「土壌汚染の機構と解析」産業図書、東京、1979）、ストロンチウムは作物吸収され易いこと、セシウムは通常は土壌(特に粘土画分)に固定化されるが水田条件では、アンモニウム態窒素がセシウムと置換し、セシウムが遊離してイネに吸収されることが明らかにされている。そこで、植物移行性の高い放射性核種を粘土画分とともに洗浄除去し、洗浄後に残留する放射性核種を微生物鉱物化反応によって固化(固定化)して、放射性核種のイネへの移行を防ぐ技術を開発することを目的とした。本申請研究で用いる洗浄・固化反応は、これまでに部分的には開発されているが、それらをシステムとして実費用地に応用した例は無い。従って、現地で適用する上で必要な仕様（洗浄効率、水田肥沃度への影響、イネへの低移行係数）を達成するための条件を明らかにすることを目的とした。

このサブテーマ「放射能汚染土壌の固化に関する生物処理実用システムの開発」では、土壌中にある放射性核種を逃がさないための微生物鉱物化反応を用いた技術に関して開発を行った。

## 2 ．研究開発目的

本研究では、汚染土の飛散防止、洗浄、固化（放射性核種の固定化）処理を行う生物システムの実用化開発を行って、現地土壌を農耕地として再生することを目的としている。本生物処理システムは(a)原位置処理が可能で、(b)従来の農作業に沿った工程によって実施可能であることの2点を満たすように開発し、農家が自身で浄化を可能とするものである。

このサブテーマでは、下層土および畦畔は、放射性核種が広がらないように微生物による鉱物化反応によって水田下層土の透水性を低くして放射性物質の散逸を防止する方法を確立するととも
に、土壌洗浄後も水田作土層に残る残留放射性物質の植物吸収率を低下させる技術を開発することを目的とする。

### 3. 研究開発方法

（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）汚染の調査調査は，2012年4，5，7，9，10月に福島第一原子力発電所から北西に位置する飯舘村佐須地区の研究対象水田（37°44．1'N，140°43．4'E）で行なった。

## 1 ）飯館村佐須地区水田土壌の理化学性

福島の土壌（三相、細孔径分布、透水係数）の物理的特性を測定するために、コアサンプルを、水田の4カ所から採取した。土壌層の三相の測定は、デジタル実容積計を用いて測定した。まず、サンプルの重量を測定し、コアサンプルを体積計に入れ、実際のポリコームを測定した。体積計は、結果を記録し、その結果は体積計からPCへ転送された。次に、コア試料を24時間105℃で乾燥させた。その後サンプルの重量を測定した。

土壌サンプルの細孔径分布は目詰まり技術を適用できるかどうが判断するために重要な要因である。広範囲pFメーターを土壌の細孔径分布の測定に用いた。まず、サンプルを量り、その後、コア試料の底にアドバンテックNo.7ろ紙を敷き。その後、コア試料とpFメーターのセラミックフィルターは、飽和させるために24時間蒸留水に浸漬した。24時間後、試料を秤量し、重量を記録した。次に、フィルターは、pFメーターに入れ、サンプルは広範囲のpFメーターに入れた。pFメーター内の圧力は、試料からの水の除去に関連する試料の細孔径を示す圧力値に応じて調節した。1.3、1.6、2.0、2.5、3.0、3.5、3.8 pFの値は、75-150μm、31-75μm、10-30μm、4-9μm、1～3μm、0.45-1μmと<0.45μm細孔サイズに相当するとして結果を整理した。サンプルは空気を用いて圧力をかけた。ただ、3.5と3.8 pFの値については、窒素ガスを空気の代わりに使用した。この場合のサンプルは、7日間圧力をかけてから水分を測定した。サンプルの重量は、各pF値後に測定した。土壌の細孔径分布は、適用されるさまざまなpFの値は後のサンプルの重量の違いを用いて決定した。

土層の透水係数は、コアーで得られた土壌カラムを対象に、土壌透水計を用いて調べた。まず、サンプルの重量を測定し、試料の底にアドバンテックNo7ろ紙で敷いた。その後、コアサンプルは、水飽和するために24時間蒸留水に浸漬した。表層土壌と深層土壌の予想される透水係数 $ 10^{-2} $ cm/s～ $ 10^{-3} $ cm/sの間であるので、表層から0～10cmと40～50cmのサンプルの透水係数が定水位法を用いて測定した。10～20cm、20～30cm、30～40cm試料である残りの透水係数は、変水位法を用いて測定した。

粒径分布測定および粘土鉱物の分離は、日本土壌肥料科学会監修「土壌環境分析法」博友社(1997)の第II章2の粒径組成[ピペット法]に従った。分離した粘土鉱物についてはXRD（リガク，MiniFlex）により鉱物種の同定を行なった。

化学的特性の中でpHと電気伝導度を測定した。土壌試料は、風乾した後2mmのふるいでふるいわけした。土壌pHの測定には、約10グラムの土壌を100mLのビーカーに入れた。次いで25mlの蒸留水を添加し、懸濁液をガラス棒で十分に混合し、1時間後にpHガラス電極上の数値を測定値とした。電気伝導度(EC)の測定では、約10グラムの土壌をボトルに入れた。次いで25mlの蒸留水を添
加し、懸濁液を60分間振とう機を用いて十分に混合した。1時間後に、電気伝導度計でECを読み取った。

表(1)-1 分級試料

試料名	調整法
作土層土	5/21の20-27 cm層，9/9の10-20 cm層，10/13の20 cm層を混合
盤層土	5/21の32-38 cm層，9/9の20-30 cm層を混合
下層土	10/13の43-49 cm層と60 cm層を混合

## 2 ）放射性セシウム（ $ ^{137} $ Cs）汚染の調査

研究対象水田において，福島第一原発事故により飛散した放射性セシウムの汚染状況を把握するために，土壌，生育する植物（雑草），土壌溶液ならびに流入河川水の $ ^{137} $ Cs濃度を測定した。水田土壌は，選定した6定点から土壌深度0-10 cmの表層土壌を採取し， $ ^{137} $ Cs濃度の水平分布を調査した。さらに，土壌深度60 cmまでの土壌断面を作成し，土壌深度10 cmごとの層位で土壌を採取し， $ ^{137} $ Cs濃度の鉛直分布を調査した。原発事故以来，研究対象水田は避難区域にあたるため稲作は行われておらず，ヒエ科植物とセイタカアワダチソウが優占している状態にあった。これら雑草の $ ^{137} $ Cs濃度を測定し，その移行係数を算出した。また，研究対象水田が利用する真野川河川水ならびに水田表層土壌を超純水で抽出処理した土壌溶液中の $ ^{137} $ Cs濃度を測定した。 $ ^{137} $ Cs濃度は，Ge半導体検出器により $ ^{137} $ Csの放射線量を7200～86400秒カウントして求めた。

## （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

ガラスビーズで模擬的土壌カラムを作製し、微生物の不透水層化効果（bioclogging効果）を観察した。透水係数の低減に関し、間隙径と粒子径をパラメータとして実土層での結果を考察するため、直径が0.01、0.05、0.25、0.5、1、2、3mmのガラスビーズを用いて実験した。透水係数はマノメーターを用いて測定した。方解石生成による沈殿を誘導するためにSporosarcina pasteurii ATCC11859を使用した。この菌の存在下、尿素とカルシウムを添加すると、尿素加水分解の結果としてアンモニウムおよび溶存二酸化炭素が生成してpHが上昇する。増加したアルカリ性は炭酸塩鉱物の沈殿（方解石沈殿）を引き起こす。反応工程及び全体的な反応は次のようにしめされる。

$$ \begin{aligned}&NH_{2}CONH_{2}+H_{2}O\rightarrow2NH_{3}+CO_{2}\\&2NH_{3}+2H_{2}O\rightarrow2NH_{4}^{+}+2OH^{-}\\&CO_{2}+OH^{-}\rightarrow HCO_{3}^{-}\\&CaCl_{2}\rightarrow Ca^{2+}+2Cl^{-}\\&Ca^{2+}+HCO_{3}^{-}+OH^{-}\rightarrow CaCO_{3}\downarrow+H_{2}O\\& 全体反应 :\\&NH_{2}CONH_{2}+CaCl_{2}+2H_{2}O\rightarrow2NH_{4}^{+}+2Cl^{-}+CaCO_{3}\downarrow\end{aligned} $$

細菌の準備は、以下の様に行った。Sporosarcina pasteurii（ATCC11859）を1 LのNH_{4}-YE培地に接種した後、培地は30℃で120 rpmで一晩振とう器に入れた。その後、細胞洗浄を行った。培地を除去するために、懸濁液を8000 rpmで10分間に遠心分離した、次いで細胞を蒸留水で2回洗浄した（遠心分離10分間8000 rpm）。細胞を100mLの蒸留水に再溶解し、最終的に細胞懸濁液をカラムに
注入する準備ができた。カラム試験には、3 cm直径と10 cmの高さを持つ50 mL注射器をカラムとして用いた。蠕動ポンプは、細胞懸濁液、沈殿溶液とベントナイト懸濁液を注入するために使用した。沈殿溶液として、0。5 Mの塩化カルシウム、尿素溶液を用いた。全ての実験は、細胞懸濁液のフローレートを2 mL/min、沈殿溶液のフローレートを3 mL/minに設定し、22℃で行った。細胞懸濁液は、カラムにガラスビーズの4細孔容積の量に注入した。350 mL細孔容積の量の沈殿溶液を2日間で注射した。目詰まり効率が透水係数による減少として表すことができる。微生物の細胞濃度を確認した、 $ OD_{600} $ 2。25としてカラムに注入した。各細孔容積単位の溶液を注入後、カラム内の細胞の堆積を計数するために試料を採取した。微生物細胞は、4',6-ジアミノ-2-フェニルインドール(DAPI)で細胞を染色し、蛍光顕微鏡を用いて観察した。

## （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

名古屋大学東郷フィールド（愛知県東郷町）の水田土壌を対象として、微生物鉱物化作用による透水係数低下技術（バイオクロッギング技術、bioclogging技術、微生物の不透水層化技術）の適用性を評価した。

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

### a. 目的

bioclogging技術を使用して水田の透水係数を低下させることを目的としてフィールドスケールでの実験を行った。

### b. 材料与方法

名古屋大学東郷フィールドの水田（面積、7m×25m）の水田でフィールドスケールでのbioclogging技術の適用実験を行った。水田での試験区の設置準備は、2013年9月上旬から2013年11月中旬の間に行った。最初に、バックホウを使用して、長さおよそ18 m、幅およそ3 mそして深さおよそ0.3 cmの範囲で水田の土壌を掘り起こし、続いて掘り起こした後の地面の表面を平らに均した。6つの木枠（長さ180 cm、幅180 cm、高さ45 cm）を組み立て、これらの木枠を掘り起こした地面に設置し、均等に配置した。設置した木枠の平面具合は水準器を使用して確認した。bioclogging処理のための木枠内に深さ10 cmの土壌レベルを調製するために、バックホウを使用して木枠の内側へ土壌を移した。木枠の内側の土壌の高さ（深さ）を正確に10 cmへ調整し、さらにその土壌表面を平らにした。木枠の内側の土壌表面の平面具合は水準器を使用して確認した。木枠に1から6番の番号を付け、bioclogging処理試験区をNo.1、3および5そして対照試験区をNo.2、4および6に配置した。木枠側面からの水漏れを防止するために、bioclogging技術を試験区外側の側面の土壌にも適用した。試験区外側の側面の土壌に対するbioclogging処理に使用した試薬について下記に示した。示した試薬の量は試験区外側の1つの側面のbioclogging処理に使用した量である。

i. 6 L の 2% (w/v) の CSL 溶液。試験区外側の 1 つの側面の bioclogginh に使用した CSL の量。CSL 溶液を調製するために、CSL とろ過水を 1:23.3 の比率で混合した。CSL 溶液の pH は 3.2 から 3.7 の間だった。消石灰 Ca(OH) $ _{2} $ で CSL 溶液の pH を 5 から 6 の間に調整した。

ii. 3.8 kg の Na 型ベントナイト（クニゲル-V1、クニミネ工業）。土壌重量の 5% の Na 型ベントナイト。

iii. 1.4 kg の塩化カルシウム二水和物（カルメート R、赤穂化成）：上述の CSL 溶液と混合した際
の最終濃度は1.5 M。

iv. 0.54 kg の尿素（工業用尿素、三井化学）：上述の CSL 溶液と混合した際の最終濃度は 1.5 M。

試験区外側の側面の土壌に対するbioclogging処理は2013年9月下旬頃に行った。試験区外側の側面の土壌に対するbiocloggingを次のように行った。試験区外側の側面のすぐ側の土壌をスコップで深さ10cm程度掘り、そこへ上述した量のベントナイト、塩化カルシウム二水和物と尿素をそれぞれ加えて土壌とよく混合した。土壌と試薬の混合物へCSL溶液を加えてよく混合した。このbioclogging処理を、試験区外側の4つの面それぞれに対して行った。

試験区内側の土壌に対するbioclogging処理に使用した試薬について下記に示した。示した試薬の量は1つの試験区内側の土壌に対するbioclogging処理に使用した量である。

i. 160 L の 2% (w/v) の CSL 溶液。試験区外側の 1 つの側面の bioclogginh に使用した CSL の量。CSL 溶液を調製するために、CSL とろ過水を 1:23.3 の比率で混合した。CSL 溶液の pH は 3.2 から 3.7 の間だった。消石灰 Ca(OH) $ _{2} $ で CSL 溶液の pH を 5 から 6 の間に調整した。

ii. 38 kg の Na 型ベントナイト（クニゲル-V1、クニミネ工業）。試験区内側の土壌（深さ 10 cm）の土壌の重量の 5% の Na 型ベントナイト。

iii. 24 kg の塩化カルシウム二水和物（カルメート R、赤穂化成）：上述の CSL 溶液と混合した際の最終濃度は 1.0 M。

iv. 10 kg の 尿素 （工業用尿素、三井化学）：上述の CSL 溶液と混合した際の最終濃度は 1.0 M。

bioclogging処理試験区内側の土壌に対するbioclogging処理は2013年10月中頃に行った。bioclogging処理試験区の内側の土壌に対するbioclogging処理を次のように行った。試験区内側の土壌の表面に上述した量のベントナイト、塩化カルシウム二水和物と尿素をそれぞれ散布し、レーキで表面土壌と試薬を混ぜて均した。続いて、CSL溶液を試験区内側に加えてを加え、塩化カルシウムと尿素を溶解させた。対照試験区にはCSL溶液と同量のろ過水を加えた。

No.1試験区に対するbioclogging処理を施した直後に台風による大雨があり、No.1試験区に溜まった雨水がオーバーフローして隣のNo.2試験区へ沈殿溶液の流入があった。No.3およびNo.5試験区のbioclogging処理の際には大雨はなく、両試験区での雨水の滞留やオーバーフローはなかった。

Bioclogging処理試験区の内側土壌に対するbioclogging処理後、対照試験区を含む全ての試験区に土壌の全高（全深）が30 cmになるように土壌を戻した。試験区の外側についても同様に土壌を戻した。試験区の内側の土壌表面の平面具合は水準器を使用して確認した。

試験区の内側を除いた水田全体に井戸水を加え、水田表面の全体を平面にするために、手押しの小型代かき機で代かきを行った。その後、水田の土壌を水で飽和させるために、試験区の内側と外側へ井戸水を加えた。土壌表面に水が常時残っている状態、つまり土壌が水で飽和した状態になるまで、水田から水がなくなる都度、井戸水を加えた。水田土壌で壁を作り、bioclogging処理試験区と対照実験区（試験区No.1とNo.2、試験区No.3とNo.4そして試験区No.5とNo.6）を一つのセットとして水田を3つの区画に分けた（図(1)-1）。試験区からの蒸発量を調べるために3つのトレイ（大きさ：120cm×60cm×30cm）を水田に設置した。1つのトレイ（大きさ：40cm×30cm×20cm）を水田への降水量を調べるために設置した。実験中の水田での温度と湿度を測定するために水田近くに温度・湿度計を設置した。試験区での水深の高さを測定するために、試験区木枠の縦と横60cm間隔をたこ紐でつなぎ、たこ紐が交差する4つ点を測定ポイントとして選んだ。試験区内側を井戸水で
満たした後、試験区の水深測定ポイントの水深の減少を追跡した。水深の測定は、2013年11月下旬から同年12月下旬の間に行った。

図(1)-1 試験水田の全景

## 2 ）Bioclogging 技術適用後の水田土壌の理化学性

フィールドスケールbioclogging技術の適用による土壌に対する効果や変化を検証することを目的とし、bioclogging処理試験区および対照試験区から採取した土壌コアサンプルの透水係数、細孔径分布と三相分布を調べた。土壌コアサンプルは各試験区の土壌の深さ15～20cmから採取した。

## （４）微生物鉱物化技術の開発－cold Cs と cold Sr での試験

## 1 ）異なる方法によるセシウムとストロンチウムの固定化

CsとSrを固定化する方法を開発するために、微生物的、化学的又は物理的メカニズムを持つ3つの異なる方法を比較した：（1）細菌の活動によって生成された結晶にCsおよびSrの取り込み（好気尿素分解菌によるカルサイト形成；ShewanellaとGeobacter AY株による鉄還元中菱鉄鉱および磁鉄鉱の形成）。（2）化学反応によって生成されたフェライト中へCsとSrの取り込み。（3）酸化マンガン、フミン酸、多糖類と粘土材料を含む様々な吸着剤によるCsとSrを吸着。これらの処理後のストロンチウムの生物有効性を逐次抽出処理によって評価した。

### a. 好気性細菌の尿素分解によって生成された方解石への Cs と Sr の取り込み

方解石沈殿を誘導するためにSporosarcina pasteurii ATCC11859使用された。培養は、20グラムの酵母エキス、10グラムの $ (\mathrm{NH}_{4})_{2}\mathrm{SO}_{4} $ 、および0。13 Mのトライ酸緩衝液（pH=9）を含む1Lの培地中で一晩増殖させた。細胞を遠心分離（12,000×g）で収穫された3回洗浄し、滅菌した純水に再懸濁した。次に、細胞を含むオートクレーブ処理培地50mlに接種した（リットルあたり）：3グラム栄養ブイヨン、方解石の沈殿のための20グラムの尿素、10グラム塩化アンモニウム、及び2。1グラムの $ NaHCO_{3} $ 。塩化カルシウム（50 mMの）と $ Sr(NO_{3})_{2} $ （100μM）またはCsCl（100μM）を滅菌すると、別々に追加されました。細菌なしでサンプルをコントロールとして調製した。すべてのサンプルは、重複していたと、インキュベーションは好気的条件下で3日間30℃で行った。