Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
これらの結果からは、水田の透水係数が12から40倍の間で低下したことを示した。つまり、透水係数の低下が、 $ 10^{-4}\sim10^{-5} $ cm/sから $ 10^{-5}\sim10^{-7} $ cm/sの範囲で起こった。

フィールドスケールでの実験を始める前の水田から採取した土壌コアサンプルでの深さ20-30 cmの層の透水係数はおよそ $ 3 \times 10^{-3} \, cm/s $ だった。しかし、試験区へ土壌を移す前に土壌をロータリーで混合したため、対照区の透水係数は混合処理による影響を受け $ 10^{-4} \, cm/s $ になったかもしれない。

対照区のNo.2試験区の場合は、bioclogging処理区のNo.1試験区でのbioclogging処理を終えた後に、大雨が降ったためにNo.1処理区からのオーバーフローが起こった。我々は、オーバーフローによってCSL溶液と試薬がNo.2試験区へ移り、この状況が対照区のNo.2試験区での低い透水係数( $ 10^{-5}\ cm/s $ )に影響したと考える。

前述のように、No.1試験区でのbioclogging処理を終えた後に、大雨が降ったためにNo.1処理区からのオーバーフローが起こった。その後、水が長い間No.1試験区に残留した。水の存在によってbioclogging反応がポジティブに影響を受けたかもしれない。bioclogging処理区のNo.3とNo.5試験区のbioclogging処理を終えた後では、No.3とNo.5試験区には余分な水は加えられなかった。このため、bioclogging反応は厳密に完了せず、いくつかの土壌のひび割れ（隙間が）がこれらの処理区に生じたかもしれない（残ったかもしれない）。水田土壌の飽和の際に水田へ水を供給したが、この時（11月中旬頃から12月下旬まで）には気温が微生物bioclogging反応の効率を促進するにはとても低かった。

結論として、水田の透水係数は $ 10^{-4}\ cm/s $ から $ 10^{-5}\ cm/s $ まで低下した。この結果は、水田の透水係数をbioclogging技術の適用によって $ 10^{-7}\ cm/s $ まで低下させることができることを示した。

## 1 ）Bioclogging 技術適用後の水田土壌の理化学性

### a. 土壤の三相分布

表(1)-14. bioclogging処理試験区からの土壌の三相分布（平均値）

Treated test fields	Average	Standard deviation
Actual Volume (cm³)	95.44	5.93
Total Volume (cm³)	100.00	0.00
Weight (total weight) (g)	200.06	15.36
Sampling Tube Weight (g)	78.08	1.69
Solid Weight (g)	165.51	14.90
Gross Solid Weight (g)	243.59	15.89
True Density (g/cm³)	2.72	0.08
Moisture Weight (g)	34.55	3.61
Air Volume (cm³)	4.57	5.93
Solid Volume (cm³)	60.89	4.89
Liquid Volume (cm³)	34.55	3.56
Air Ratio (%)	4.57	5.93
Solid Ratio (%)	60.89	4.89
Liquid Ratio (%)	34.55	3.56
Total Pore Space (cm³)	39.11	4.89
Porosity (%)	39.11	4.89
Void Ratio	0.65	0.14
Solid Moisture Percentage by Dried Base (%)	21.02	2.87
Solid Moisture Percentage by Wetted Base (%)	17.33	1.96
Water-Solid Ratio	0.57	0.07
Saturation Percentage (%)	89.37	12.71
Air Percentage (%)	10.63	12.71

- Weight (total weight)は、液体重量＋固体重量を意味する。

- Solid weight は乾燥土壤重量を意味する。

- Gross solid weight はサンプリング管重量＋乾燥した土壌の重量を意味する。

• Void ratio（間隙比、e）は、 $ e=\varphi/1-\varphi $ 、 $ \varphi $ は porosity（間隙率）である。
表(1)-15。対象試験区からの土壌の三相分布（平均値）

Control test fields	Average	Standard deviation
Actual Volume ( $ cm^{3} $ )	81.90	11.14
Total Volume ( $ cm^{3} $ )	100.00	0.00
Weight (total weight) (g)	172.93	21.16
Sampling Tube Weight (g)	143.17	113.14
Solid Weight (g)	115.01	33.33
Gross Solid Weight (g)	195.37	29.12
True Density ( $ g/cm^{3} $ )	2.74	0.03
Moisture Weight (g)	29.47	4.99
Air Volume ( $ cm^{3} $ )	18.10	11.14
Solid Volume ( $ cm^{3} $ )	52.44	6.08
Liquid Volume ( $ cm^{3} $ )	29.46	5.10
Air Ratio (%)	18.10	11.14
Solid Ratio (%)	52.44	6.08
Liquid Ratio (%)	29.46	5.10
Total Pore Space ( $ cm^{3} $ )	47.56	6.08
Porosity (%)	47.56	6.08
Void Ratio	0.93	0.21
Solid Moisture Percentage by Dried Base (%)	20.45	1.12
Solid Moisture Percentage by Wetted Base (%)	16.98	0.77
Water-Solid Ratio	0.56	0.04
Saturation Percentage (%)	63.64	20.14
Air Percentage (%)	36.36	20.14

- Weight (total weight)は、液体重量＋固体重量を意味する。

- Solid weight は乾燥土壤重量を意味する。

- Gross solid weight はサンプリング管重量＋乾燥した土壌の重量を意味する。

- Void ratio (間隙比、e)は、 $ e=\varphi/1-\varphi $ 、ここで $ \varphi $ は porocity（間隙率）である。

### b. 土壤の細孔径分布

bioclogging処理試験区と対照試験区の平均孔径を測定した（図(1)-19）。bioclogging処理後の土壌では、大きい孔径の割合が減少して小さい孔径の割合が増加した。この結果は、bioclogging処理により細孔径の低下を達成したことを示した。

図(1)-19 bioclogging処理試験区と対照試験区の細孔径分布

## （４）各種の微生物固定化技術による Cs と Sr 固定化－cold Cs と cold Sr での実験

## 1 ）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

理論的には、尿素、カルシウム、尿素分解細菌の存在下、細菌尿素分解の結果としてアンモニウムおよび溶存無機炭素の生産におけるpHの上昇でカルサイトが形成される。一晩培養した後に
白い沈殿物がSporosarcina pasteuriiを接種した培養物中に観察された、なお細菌接種しない試料中では観察されなかった（図(1)-20）。pH値は、実験開始後7から9に増加した。培養開始する前の上清液中のSrの値と培養3日後の間の値を比較すると、10.5 ppmの初期濃度の93％の減少となった。しかし、上清中のCs濃度の有意な変化はなかった（表(1)-16）。Srを付加培養3日後のサンプルの顕微鏡画像は、方解石結晶が析出し、細菌に囲まれたことを示している（図(1)-20）。

図(1)-20 細菌の尿素分解による方解石生成

表(1)-16 細菌の尿素分解による方解石生成の結果起こるCsとSrの除去効果

Samples	Sr Conc. in supernatant (PPM)	Cs Conc. in supernatant (PPM)
0 day	3 day	Removal rate	0 day	3 day	Removal rate
Controls no bacteria	10.5	10.8	No	15.8	15.7	No
Samples with bacteria	10.5	0.7	93%	16.9	16.5	No

## 2 ）Shewanella CN32とGeobacter AY株による嫌気鉄還元中のCsとSrの固定化

Shewanella CN32とGeobacter AYによる鉄還元反応のために重炭酸緩衝培地とPIPES-緩衝培地を用いた。MOPS緩衝化培地はGeobacter AY菌のためにのみ用いた。Shewanella CN32を接種した試料では、異なる2つの緩衝培地に生じた沈殿の種類について明確な効果を有していた（図(1)-21）。

PIPES-緩衝培地で、培養3日後に純粋な黒沈殿析出物は観察された。XRD分析により磁鉄鉱は鉄還元反応の主要な最終製品として同定した。他のFe（II）含む結晶鉱物は検出されなかった。重炭酸緩衝培地で、培養一週間後黄緑色の析出物が観察されたものは、菱鉄鉱である可能性が高い。100μMのAQDSは両方の菌のHFOの還元を促進したが、効果はGeobacter AY株ではるかに重要だった。

PIPES緩衝液の濃度（10 mMまたは30 mM）は、菌株鉱還元上重要な効果を持たないように見えた。MOPS緩衝化培地を使ったGeobacter AYの接種した試料は、培養1ヶ月後に赤みを帯びた粘着性析出物が観察された。鉱物学的組成物は、XRDにより分析した。上記のサンプルから上澄み中、含水酸化鉄に吸着されおよび形成された沈殿中に組み込まのSrとCs濃度を分析した（表(1)-17、表(1)-18）。菱鉄鉱は、重炭酸緩衝培地を使ったShewanella CN32の接種した試料で形成された。Srの87%が、これらのサンプルの上清から削除された。Srの58%が菱鉄鉱結晶に組み込まれた。AQDSまたはガラスビーズの添加は、それぞれ94および93%にSrの除去効率を増加させた。取り込まれたSrは、それぞれ、66および61%に増加した。同様に、Srの70%はMOPS緩衝培地を用いGeobacter AYによって上清から削除された。菱鉄鉱形成中のSr固定化の結果と対照的には、Srはマグネタイトの形成中に組み込まれなかった。上清からのCsの最良除去効率（90%）は、MOPS緩衝
媒体と Geobacter AY サンプルで観察された。しかし、重炭酸塩緩衝培地で Geobacter と Shewanalla サンプルの両方は、Cs の除去が非常に低い効率を示した。また、Cs は菱鉄鉱の形成中に結晶構造の中に組み込まれることが観察されなかった。

図(1)-21 異なる培養条件での異なる沈殿物生成

表(1)-17 Sr immobilization under different conditions during iron-reduction reaction

Samples	Other factors	Sr fractions	Percentage	Sr rate	removal
Shewanella CN32 + Bicarbonate-buffered medium + HFO	No AQDS and No glass beads	In supernatant Adsorbed by Fe(III) In precipitates	12.7% 29.0% 58.0%	87%
With AQDS, no glass beads	In supernatant Adsorbed by Fe(III) In precipitates	5.6% 28.0% 66.0%	94%
With glass beads, no AQDS	In supernatant Adsorbed by Fe(III) In precipitates	6.5% 31.9% 61.5%	93%
Shewanella CN32 + PIPES-buffered medium + HFO	With AQDS, no glass beads	In supernatant Adsorbed by Fe(III) In precipitates	87.0% 13.0% 0.0%	13%
Geobacter MOPS-buffered medium + HFO	No AQDS and No glass beads	In supernatant Adsorbed by Fe(III) In precipitates	29.3% 26.3% 44.0%	70%

表(1)-18 Cs immobilization under different conditions during iron-reduction reaction

Samples	Other factors	Cs fractions	Percentage	Cs removal rate
Shewanella CN32 + Bicarbonate-buffered medium + HFO	With AQDS, no glass beads	In supernatant	84.9%	15%
Adsorbed by Fe(III)	15.0%
In precipitates	0.0%
Geobacter AY + Bicarbonate-buffered medium + HFO	No glass beads, no AQDS	In supernatant	80%	20%
Adsorbed by Fe(III)	16%
In precipitates	4%
Geobacter AY + MOPS-buffered medium + HFO	No glass beads, no AQDS	In supernatant	10%	90%
Adsorbed by Fe(III)
In precipitates
## 3 ）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

化学反応によるフェライト生成プロセスの場合は、はるかに高いのSrとCs初期濃度（Srの1136 ppmとCsの9480 ppm）を使用した。フェライト形成時の上清からのSrとCsの除去率はそれぞれ約87%及び64%であった（表(1)-19）。Csは沈殿析出物では1%未満であった。また沈殿析出物で見つかったSrは、初期値の約77%であった。

表(1)-19 化学フェライトプロセスによるCsとSrの除去

Initial Con. in supernatant	Con. in supernatant after ferrite process	Removal rate	Recovery rate
Samples with Sr	1136 ppm	145 ppm	87%	89%
Samples with Cs	9480 ppm	3447 ppm	63.6%	37%

## 4 ）異なる材料によるSrとCsの吸着

試験した吸着剤の5種類のうち、ベントナイト、ゼオライトは、Sr吸着の高速かつ高い率を示した（図(1)-22A）。Srの95%以上がベントナイトによってほぼ直ちに吸着し、ゼオライトによる2daysで吸着削除した。同様の結果は、Cs追加サンプルで観察された（図(1)-22B）。除去効率は、吸着剤量の増加とともに増加した。フミン酸、カルボキシメチルセルロース、およびMnO₂のはSrとCsを吸着することが有意な効果を示していませんが。ゼオライトは、水にハード留まる多孔質結晶構造を持つアルミノ珪酸塩鉱物である。これは、Csの高い陽イオン交換容量及び選択性を有する。ゼオライトの交換サイトは、アルミノケイ酸塩のフレームワークのチャンネルや空洞内に配置されています。Montmorilloniteはベントナイトの主成分で、化学式は(1/2Ca,Na)(Al,Mg,Fe)₄(Si,Al)₈O₂₀(OH)₄·nH₂Oである。ベントナイトの特性はAlO₄とSiO₄の負電荷の骨格構造内に大規模な相互接続チャネルに起因している。天然ゼオライトとベントナイトは、多くの場合、金属汚染除去するために効果的安価な吸着剤としても使用されている。ベントナイト、ゼオライトのSEM像を図(1)-23に示す。

図(1)-22 異なる材料によるSrとCsの吸着
A:Bentonite SEM images

図 (1)-23 走査型電子顕微鏡によるベントナイトとゼオライトの観察

B:Zeolite SEM images

## 5 ）逐次抽出法

逐次抽出は、モビリティと生物有効性の理解に有用である。生物学的利用能は、金属の溶解度に関連して、順序で減少：水溶性>交換>炭酸>のFe-Mn酸化物>有機>残留とされている。なお残留する画分に含まれる金属は、生物が利用できない金属と考えられるものである。

好気微生物の方解石沈殿処理した後、Srの大部分（＞50%）が炭酸塩と関連していた（図(1)-24）。嫌気条件下菱鉄鉱形成処理した後、Srの約90%がFe-Mn酸化物に結合した。化学反応フェライトプロセスの後、沈殿で見つかったSrの80%以上は交換可能なSrを表す。ベントナイト試料中の間は、Srが比較的均等に交換、炭酸塩および残留分画と関連していた。

これらの結果は、処理後Srの大部分は潜在的に利用可能な形で残っていたものの、ベントナイトは、菱鉄鉱形成とフェライトプロセスと方解石プロセスより、Srの溶解性および生物有効性の現象に効率が高かった。経済的には、ベントナイトは、広く利用可能で自然粘土化合物のような低コストが利点である。化学フェライトの生産のための温度を上昇させる、微生物の方解石の生産とコストのために酸素や栄養を供給するエネルギーコストは、これら2つのメソッドのin situへの応用を限られたもにしてしまう。このケースでは、嫌気性微生物の菱鉄鉱沈殿プロセスは、Srの除去のための安価な代替品として考えることができる。

この研究では、それらの生物学的利用能を減少させることによって土壌や水から放射性核種除染するために、安価で効果的な方法を開発することを目的とした。私たちの研究で試験したさまざまな処理法は、液相からのSrを除去する高い能力を示した。しかし、Csの除去のために、微生物の方解石の形成と菱鉄鉱の形成は明らかな影響は認められなかった。ベントナイトの添加は、低コストの利点と、方解石、菱鉄鉱、フェライト沈殿法よりSrの生物学的利用能を低下させるのより良い効率を持っていた。
図(1)-24 各種の方法で固定化したストロンチウムの異なる抽出画分への分布

## （５）微生物固定化技術の開発－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

$ ^{137} $ Csの吸着率は、vermiculiteで86～97%、bentoniteで85～91%、zeoliteF-9で91～98%、zeoliteA-4で89～99%、深層土で97～100%、vermiculiteで80～97%、Na-bentoniteで57～59%、Ca-bentoniteで99～100%、Kolinで95～98%であり、Na型bentoniteで明らかに低い吸着率であった（図(1)-25）。また、吸着処理後の吸着剤の $ ^{137} $ Cs濃度と吸着剤量との関係（図(1)-26）をみると、吸着率の低いNa-bentoniteを除いてy=134030x $ ^{-0.9728} $ の式によく近似された。

$ ^{137} $ Csの脱離率は、現地土壌を中心に、vermiculiteで低く、kaolinとbentoniteで高かった（図(1)-25）。 $ ^{137} $ Csの粘土鉱物にたいする吸着は、ケイ素四面体シートとアルミニウム八面体シートの層間が水素結合により強固に閉じている1:1型のケイ酸塩鉱物であるkaolinにおいても、2:1型のケイ酸塩鉱物と同様に高かった。一方、脱離は、実験に用いた鉱物の中でkaolinが最も高くなった。このことから1:1型のkaolinでも表面吸着による高い吸着能をもつが、層間に固定されるサイトは存在しないため2:1型のケイ酸塩鉱物と比較して脱離能は高いと考えられた。

bentoniteは、2:1型のケイ酸塩鉱物の中で吸着率が低く、脱離率が高く、この傾向はNa型のbentoniteで頭著であった。一般的に、アルミニウム八面体シートでの同形置換の割合の高いbentoniteは、溶液中で層間が開きやすく膨潤した状態になりやすい。このことは、他の2:1型ケイ酸塩鉱物で層間に達した $ ^{137} $ Csが層間が閉じることで固定されるのに対し、bentoniteでは層間が開いているため固定化されず、層間に $ ^{137} $ Csが達しても液相中にイオン態として遊離する割合が高いことを示唆する。また、Ca型とNa型を比較すると、膨潤性の高いNa型でこの傾向が頭著であったことからもこのことは支持される。
図(1)-25 $ {}^{137} $ Csの吸着・脱離実験における各画分の割合

図(1)-26 吸着 $ ^{137} $ Cs濃度と粘土質量の関係

vermiculiteは、同形置換がケイ素四面体シートに存在する割合が高く、またセシウムイオンが達すると層間が閉じるフレイド・エッジ・サイト(FES)の存在により特徴づけられる。本実験でもイオン交換態で抽出される割合が低く、固定態画分の割合が最も高いといえた。
以上から、粘土鉱物にたいする $ ^{137} $ Csの吸着は、膨潤性の高いNa-bentoniteを除いて高かった。一方、脱離は、 $ ^{137} $ Csが表面吸着したkaolinでは高く、固定化されたvermiculiteでは低くなった。このことから、放射性セシウムの生物利用性は、吸着剤の膨潤性、吸着部位の違いにより影響されるといえた。

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

### a. AY 培地を用いた実験における生物利用性の抑制効果

培地のみと培地+Feでの $ ^{137} $ Csの吸着率は、現地土壤とbentoniteで80%以上と高かったのに対し、vermiculiteでは63%（平均値）と低かった（図(1)-27）。一方、AY培地+Fe+Geobacterでは、現地土壤とbentoniteでGeobacterbacterを植え付けていない条件と比べて大きく変動しなかったが、vermiculiteにおいては97％と大きく増加し、全条件の中で最大となった。このことは、vermiculiteでは鉄還元細菌の生育により放射性セシウムの吸着能が上がることを示唆する。 $ ^{137} $ Csの溶存態としての脱離率（水抽出処理）は、非常に小さかった。Geobacterの生育による効果は、現地土壤とbentoniteでは見られなかった。一方、vermiculiteを混合した培地での水溶性画分は、培地のみで9.7%（平均値）、培地+Feで6.2%であったのに対し培地+Fe+Geobacterでは1.2%とその値は大きく減少した。このことから、vermiculiteを $ ^{137} $ Cs吸着剤として用いる場合には、鉄還元細菌を活性化させることで、土壤中での溶存態としての $ ^{137} $ Csの存在量を減少できる可能性がある。

溶存態画分と同様に、Geobacterの生育による効果は、現地土壌とbentoniteではみられなかったのに対し、vermiculiteでは、培地のみでの25%（培地+Feでは24%）から培地+Fe+Geobacterでは9.9%まで大きく減少した。

一方、表面吸着の割合（水溶性画分とイオン交換態画分）の高い現地土壌やベントナイトでは、生物利用性の低下はみられなかった。このことは、表面吸着だけでなく層間に固定された放射性セシウムの一部もイオン交換態や水溶性画分として脱離されていることを示唆する。vermiculiteでみられた生物利用性の抑制は、表面吸着した放射性セシウムを固定化したのではなく、固定化されていた放射性セシウムをより再分配されにくい状態に変化させたものと考えられる。

以上のように、バーミキュライトと鉄還元反応を組み合わせることで、土壌中の植物可給態としての $ ^{137}Cs $ 量を少なくできる可能性が示唆された。

### b. non-carbonate 培地を用いた実験における生物利用性の抑制効果

$ ^{137} $ Csの吸着率は、実験条件に関わりなく2:1型の粘土鉱物（bentoniteとvermiculite）と比較して1:1型の粘土鉱物であるkaolinで明らかに低くなった（図(1)-28）。これは水素結合により層間が強固にとじたkaolinでは $ ^{137} $ Csの吸着は表面吸着のみであり、 $ ^{137} $ Csを選択的に層間に固定できるサイトを持つ2:1型の粘土鉱物と比較して競合イオンの影響が強く現れることを示唆する。

AY培地のvermiculiteでみられたような生物利用性の抑制効果は、non-carbonate培地ではなく、むしろ鉄還元反応により $ ^{137} $ Csの脱離能は高くなる傾向にあった。このことは、炭酸イオンの存在しない環境において抑制効果が期待できないことを意味しており、シデライト（FeCO_{3}）の生成が生物利用性の抑制には重要であると考えられる。

### c. carbonate 培地を用いた実験における生物利用性の抑制効果

$ ^{137}Cs $ の吸着率は、粘土鉱物の種類にかかわりなくnon-carbonate培地よりもcarbonate培地で低く、carbonate培地は放射性セシウムを固定しにくい環境にあるといえた。生物鉄還元反応による放射性
セシウムの生物利用性の抑制効果は、non-carbonate培地でみられたように $ ^{137} $ Csの脱離能が高まることはなかったが、vermiculiteにおいてもAY培地ほどの顕著な効果はみられなかった。

図(1)-27 Geobacter AY 株の生育・非生育環境での吸着剤（水田土壌、ベントナイト、バーミュキュライト）に対する $ ^{137} $ Cs の吸着・脱着特性の比較（A は水田土壌、B はベントナイト、C はバーミュキュライトを $ ^{137} $ Cs 吸着剤として用いた。また、AY は AY 培地 20ml に対して粘土鉱物 0.5g を加えた試料、AY+FeOOH は AY 培地 20ml に対して粘土鉱物 0.5g と 0.4M オキシ水酸化鉄 1ml を加えた試料，AY+FeOOH+Geobacter は AY 培地 20ml に対して粘土鉱物 0.5g と 0.4M オキシ水酸化鉄 1ml を加えた後、Geobacter AY を植菌した試料を示す。非吸着画分は吸着実験で吸着剤に吸着されなかった画分、水溶性画分は吸着剤に吸着後、純水で抽出された画分、イオン交換態画分は吸着材に吸着後、 $ NH_{4}^{+} $ イオンで抽出された画分、固定態画分は抽出処理により抽出されなかった画分を示す。）
図(1)-28 Geobacter AY株の生育・非生育条件での吸着剤（カオリン、ベントナイト、バーミュキュライト）に対する137Csの吸着・脱離率（Iは炭酸イオンを含まない培地の結果を示し、IIは炭酸イオンを含む培地での結果を示す。上から順に、Aはカオリン、BはCa型ベントナイト（クニボンド、クニミネ工業）、CはNa型ベントナイト（クニゲル、クニミネ工業）、Dはバーミュキュライト（農業改良材）を137Cs吸着剤として用いた。また、Controlは培地22mlに粘土鉱物0.5gを加えた試料、+FeOOHは培地に粘土鉱物0.5gと0.4Mオキシ水酸化鉄1mlを加えた試料，+FeOOH+Geobacterは培地に粘土鉱物0.5gと0.4Mオキシ水酸化鉄1mlを加えた後、Geobacter AYを植えつけた試料を示す。137Csは、初期濃度1800 Bq L^{-1}になるように標準液1mlを添加した。非吸着画分は超純水で抽出された画分、イオン交換態画分はNH_{4}-イオンで抽出された画分、固定態画分は抽出処理により抽出されなかった画分を示す。）
表(1)-20 炭酸塩添加培地における Geobacter AY.の生育・非生育条件での吸着剤に対する $ {}^{137}Cs $ の吸着・脱離率(%)

吸着剤	培養条件	a.固定態圖分	b.イオン交換態圖分	c.水溶性画分	吸着画分(a+b+c)	非吸着画分
kaolin	培地のみ	①	11	9.5	1.7	22	78
②	13	9.6	2.3	25	75
③	16	8.9	2.3	27	73
+FeOOH	①	18	9.5	3.1	30	70
②	19	9.3	2.8	31	69
③	12	10	3.2	26	74
+FeOOH	①	13	9.7	2.7	25	75
+Geobacter	②	4	11	3.3	18	82
③	11	9.9	3.1	24	76
Ca-bentonite	培地のみ	①	68	22	1.2	91	9.2
②	53	32	1.1	87	13
③	74	19	1.4	94	5.9
+FeOOH	①	69	21	1.2	91	8.7
②	73	18	1.8	92	7.7
③	67	23	1.4	92	8.3
+FeOOH	①	71	22	1.2	93	6.5
+Geobacter	②	67	23	1.3	91	9.1
③	72	20	1.0	93	6.8
Na-bentonite	培地のみ	①	49	15	27	91	8.9
②	57	15	24	95	4.9
③	59	14	14	88	12
+FeOOH	①	42	21	20	83	17
②	50	16	32	98	2.1
③	26	18	16	60	40
+FeOOH	①	57	17	26	99	0.8
+Geobacter	②	61	15	23	99	1.3
③	61	17	21	99	1.2
vermiculite培地のみ	①	94	4.0	0.9	99	1.5
②	89	4.3	0.9	94	6.2
③	93	3.9	0.7	98	2.0
+FeOOH	①	95	2.3	0.4	98	1.9
②	96	3.0	0.0	99	1.2
③	96	2.3	0.2	99	1.2
+FeOOH	①	94	3.0	0.6	98	1.9
+Geobacter	②	92	4.1	0.9	97	2.7
③	94	3.4	0.5	98	2.5

## 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. AY 培地

電子顕微鏡図による結晶構造の観察では、vermiculiteで粘土鉱物の表面が質感が異なるものに覆われている部位がみられたが、土壌とbentoniteでは視覚的に明らかでなかった（図(1)-29）。EDSによる定性面分析では、粘土鉱物の種類に関係なく鉄が濃い領域で粘土鉱物起源である珪素のピークが薄いことから粘土鉱物の表面が鉄で覆われている部位があると考えられた。

### b. non-carbonate 培地

電子顕微鏡図では、vermiculiteの表面に質感の異なる部分がみられた。また、定性面分析では、vermiculiteで鉄の濃い領域と珪素の薄い領域が一致し、鉄による被覆が確認された（図(1)-30）。一方、vermiculite以外の鉱物（kaolin、Ca-bentonite、Na-bentonite）では、鉄に被覆された部分は確認されず、鉄は測定領域の全体に薄く分布した。

### c. carbonate 培地

電子顕微鏡図では、vermiculiteの表面に質感の異なる部分がみられ、その領域は鉄による被覆が
確認された（図(1)-31）。全ての培地条件（AY培地、non-carbonate培地、carbonate培地）において、vermiculiteでのみその表面を鉄が被覆されている領域が見られた。vermiculiteは表面に微生物により生成される鉄好物を凝集しやすい粘土鉱物であると考えられる。

bentonite

Si

Fe

vermiculite

Si

Fe

図(1)-29 AY 培地+FeOOH+Geobacter での走査性電子顕微鏡図とデジタルマップ解析（特定 X 線地図）
kaolin

Si

Fe

Ca-bentonite

Si

Fe

Na−bentonite

Si

Fe

vermiculite

Si

Fe

図(1)-30 non-carbonate 培地+FeOOH+Geobacter での走査性電子顕微鏡図とデジタルマップ解析（特定 X 線地図）
図(1)- 31 Carbonate 培地+FeOOH+Geobacter での走査性電子顕微鏡図とデジタルマップ解析（特定 X 線地図）
### d. X 線回折 (XRD)

non-carbonate培地ならびにcarbonate培地に生成する鉄鉱物をXRDにより測定したが、培地による違いも、Geobacterの生育による違いも明らかではなかった（図(1)-32、図(1)-33）。

2θ (°)

図(1)-32 炭酸塩未添加培地中の XRD 分析結果（2 週間培養後に遠心分離により沈殿物を採取し乾燥させたものを分析した）
2θ(°)

図(1)-33 炭酸塩添加培地中の XRD 分析結果（2 週間培養後に遠心分離により 沈殿物を採取し 乾燥させたものを分析した）

## 4 ）微生物固定化技術における反応機構のまとめ

微生物鉄還元反応による放射性セシウムの脱離の低下は、セシウムの固定サイトを多く持つバーミキュライトでのみ測定され、バーミキュライトの表面は部分的に鉄で被覆されていることが走査
型顕微鏡（SEM-EDS）による表面観察と元素分布測定により明らかになった。一方、炭酸イオン（NaHCO₃）が入っていない培地では、脱離を抑制する効果はみられなかった。このことから、放射能汚染地域において微生物鉄還元反応を放射性セシウムの封じ込め技術として適用するには、鉄還元反応で生成した2価鉄を炭酸イオンと反応させてシデライト（FeCO₃）を生成することが重要であると考えられた。

## (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

## 1 ) イネポット試験による $ {}^{137}Cs $ 移行抑制評価

### a. ポット試験1

図(1)-34 鉄とベントナイトを添加した条件でのセシウム移行抑制効果

図(1)-35 鉄と粘土を添加した土壌でのイネの成長(1ヶ月)

図(1)-36 鉄と粘土を添加した土壌でのイネの成長(2ヶ月)
ベントナイトのみ添加土壌、鉄のみ添加土壌、ベントナイトと鉄の両方を添加した土壌において、茎葉への放射性セシウムの移行に対する抑制効果を検証した。1ヶ月、2ヶ月の成長期間ともに、鉄、ベントナイト処理各区で抑制効果が観られた。各条件においてイネの成長に差は認められなかった。

### b. ポット試験 2

鉄とベントナイト、鉄とバーミキュライトを添加した土壌に更に酢酸ナトリウムを添加し放射性セシウム移行抑制効果を検証した。酢酸ナトリウムを添加した処理Fと処理Eにおいてイネ高さがコントロールより低く、分けつ数も少なく、成長阻害が認められた。

図(1)-1 鉄、ベントナイト、バーミキュライト、酢酸ナトリウムを添加した条件でのイネへの放射性セシウム移行抑制効果

時間(日)

時間(日)

図(1)-38 鉄、ベントナイト、バーミキュライト、酢酸ナトリウムを添加した条件でのイネの成長

### c. ポット試験3

洗浄土に鉄とバーミキュライトと酢酸ナトリウムを添加し、洗浄土における放射性セシウム移行抑制効果を検証した。洗浄土の土壌放射性セシウム濃度は洗浄処理によって減少していた。洗浄土を使用した処理Gと処理Hおいてイネ高さがコントロールより低く、分けつ数も少なく、成長阻害
が認められた。

図(1)-39 洗浄処理による土壌の放射性セシウム濃度の低下

図(1)-40 洗浄土と鉄、バーミキュライト、酢酸ナトリウムを添加した条件でのイネへの放射性セシウム移行抑制効果

図(1)-41 洗浄土と鉄、バーミキュライト、酢酸ナトリウムを添加した条件でのイネの成長

### d. ポット試験4

黒ボク土を使用し、黒ボク土に対する鉄と粘土添加によるセシウム移行抑制効果を検証した。土壌の放射性セシウム濃度は土壌洗浄処理と鉄の洗浄処理により、各条件において減少が認められた。洗浄処理条件と洗浄土＋鉄＋粘土処理条件においてイネの高さが低く、分けつ数も少なく成長阻害が認められた。
図(1)-42 洗浄処理による土壌の放射性セシウム濃度の低下

図(1)-43 黒ボク土と洗浄土に鉄と粘土添加によるイネの放射性セシウムの移行抑制効果

図(1)-44 黒ボク土と洗浄土に鉄と粘土添加による条件でのイネの成長

### e. ポット試験 5

現地試験と同様の処理土壌を用いて、ポット試験における現地試験の再現性を検証した。土壌の放射性セシウム濃度は土壌洗浄処理と鉄の洗浄処理により、各条件において減少が認められた。鉄＋粘土処理条件においてイネの成長阻害が認められた。
図(1)-45 洗浄処理による土壌の放射性セシウム濃度の低下

図(1)-46 灰色低地土と洗浄土に鉄と粘土添加によるイネの放射性セシウムの移行抑制効果

図(1)-47 灰色低地土と洗浄土に鉄と粘土添加による条件でのイネの成長

## (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

## 1 ）イネへの放射性セシウムの移行

現地における鉄と粘土添加による放射性セシウム移行抑制効果を田植えから刈取までイネを栽培し検証した。土壌、根、茎＋葉、もみ米、玄米、桜殻の重量と放射性セシウム濃度を測定した。
また、栽培中のイネ植物長、分ゲツ数を観察した。

図(1)-48 洗浄処理による土壌の放射性セシウム濃度の低下

図(1)-49 灰色低地土に対する洗浄、鉄と粘土添加による根の放射性セシウ

図(1)-50 灰色低地土と洗浄土に鉄と粘土添加による茎と葉の放射性セシウムの移行抑制効果

図(1)-51 灰色低地土と洗浄土に鉄と粘土添加による桜米の放射性セシウムの移行抑制効果

図(1)- 52 灰色低地土と洗浄土に鉄と粘土添加による玄米の放射性セシウムの移行抑制効果

図(1)-53 灰色低地土と洗浄土に鉄と粘土添加によるもみ殻の放射性セシウムの移行抑制効果
図(1)-54 灰色低地土と洗浄土に鉄と粘土添加による条件でのイネの成長

図(1)-55 灰色低地土と洗浄土に鉄と粘土添加による条件での収量に与える影響（g/株）

土壌の放射性セシウム濃度は土壌洗浄処理と鉄の洗浄処理により、各条件において減少が認められた。茎＋葉、もみ米、玄米、穀殻への放射性セシウム濃度には有意差がなかった。イネの高さと分けつ数から各条件のイネの成長阻害は認められなかった。また各乾燥重量にも大きな違いは認められなかった。

## 2 ）セシウム逐次抽出試験

現地試験の終了後に土壌を採取して逐次抽出を行い、セシウムの形態を推定した。フラクション1(水溶性)で抽出された放射性セシウムはコントロールで0.1%，鉄＋粘土処理条件は0.1%，洗浄処理条件は0.1%，洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は0%であった。フラクション2(イオン交換態)で抽出された放射性セシウムはコントロールで1.1%，鉄＋粘土処理条件は0.4%，洗浄処理条件は0.8%，洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は0.1%であった。フラクション3(炭酸塩態)で抽出された放射性セシウムはコントロールで0.4%，鉄＋粘土処理条件は0.4%，洗浄処理条件は0%，洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は0%であった。フラクション4(酸化物態)で抽出された放射性セシウムはコントロールで4.4%，鉄＋粘土処理条件は3.8%，洗浄処理条件は2.3%，洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は0.8%であった。
ラクション5(有機物態)で抽出された放射性セシウムはコントロールで1.8%，鉄＋粘土処理条件は2.2%，洗浄処理条件は1.0%，洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は0.7%であった。フラクション6(残留態)で抽出された放射性セシウムはコントロールで37.2%，鉄＋粘土処理条件は34.2%，洗浄処理条件は20.6%，洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は18.4%であった。どのフラクションにおいても抽出されなかった放射性セシウム(非抽出性Cs)はコントロールで55.0%，鉄＋粘土処理条件は58.9%，洗浄処理条件は75.2%，洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は79.5%であった。

図(1)-56 鉄と粘土の添加が土壌からの放射性セシウムの抽出に与える影響(現地試験)

図(1)-57 鉄と粘土の添加が土壌からの放射性セシウムの抽出に与える影響(現地試験)

鉄と粘土を加えた土壌の土粒子表面を，鉄と粘土を加えていない土壌をコントロールとして土粒子の表面と比較し観察した。SEMによる表面構造の観察では，コントロールと処理をした土壌では視覚的な違いは観察できなかった。EDSによる定性面分析では鉄のピークが濃く，ケイ素のピー
クが薄い部位が処理をした土壌で観察できたが,同様にコントロールでもそのような部位が観察できたため，それらは鉄と粘土を添加した影響ではないと考えられる。

鉄と粘土を添加した土壌を用いたXRDによる解析の結果からは，微生物による鉄還元反応における鉄鉱物(マグネタイト，シデライト，ビビアナイト)はどの培養期間の土壌からも検出する事は出来なかった。

## 3 ）カリおよびリン酸の影響

土壌および稻体中のカリウム濃度には各条件間で有意差が無かった。鉄+粘土添加処理土壌においてイネがカリウムの吸収不足によってセシウムをより多く吸収した可能性は小さいと言える。

## 4 ）放射性セシウムの水稲移行性に関する考察

### a. イネへの放射性セシウムの移行係数

各ポット試験と現地試験におけるイネの土壌からの放射性セシウム吸收抑制効果を移行係数(Trasfer factor:TF)を用いて比較を行った。移行係数は以下のように定義される。

$$ 移行係数 (Trasfer factor:TF)=\frac{ 植物体乾重当たりの放射性セシウム濃度 (Bq/kg dry)}{ 土壤の放射性セシウム濃度 (Bq/kg dry)} $$

各ポット試験におけるコントロールの平均移行係数は0.0086(±0.0065)であった。この値は以前に報告されたポット試験での移行係数0.116よりも若干低い値となった。現地試験ではコントロールにおいて玄米への移行係数は0.006であり、過去の報告とほぼ同じ値となった(TF:0.008)。本研究でのポット試験と現地試験の移行係数は妥当な値であったと考えられる。

鉄と粘土を添加した処理条件において、移行係数は処理D(ポット試験2)(TF:0.010)と成長阻害が認められた鉄+粘土処理(ポット試験5)(TF:0.64)をのぞき、処理C(ポット試験1)(1ヶ月後TF:0.0075,2カ月後TF:0.0030)と鉄+粘土処理(ポット試験4)(TF:0.0076)はポット試験のコントロールの平均移行係数(TF:0.0086)よりも低い値となった。処理D(ポット試験2)ではコントロールの平均移行係数よりも高かったが、ポット試験2のコントロールの移行係数(TF:0.014)よりは小さかった。現地試験では、鉄+粘土処理条件の移行係数(TF:0.013)は現地試験のコントロールの移行係数(TF:0.016)よりも低かった。以上のことから、鉄と粘土添加処理によって土壌からイネの茎と葉への放射性セシウムの移行を抑制できると言うことが示唆された。

現地試験でのコントロールと鉄＋粘土処理条件のもみ米と桜殻の移行係数を比較すると、茎と葉の場合と違い、鉄＋粘土処理条件の各移行係数はコントロールよりも大きかった。玄米の移行係数に有意な差が認められなかった。洗浄土＋鉄＋粘土処理条件においては茎と葉、もみ米、桜殻、玄米のすべてにおいて移行係数はコントロールよりも大きな値となった。以上のことから現地試験では鉄＋粘土添加による米（もみ米、桜殻、玄米）への放射性セシウムの吸収抑制は観察されず、また洗浄土に鉄と粘土添加処理をした場合は放射性セシウム吸収抑制に逆効果であるということが明らかになった。

放射性セシウムの吸収は植物の品種によって異なり、葉菜類、果菜類また穀類で高いとされている。本研究ではポット試験1、2、3ではヒトメボレを使用し、ポット試験4、5と現地試験ではアキタコマチを使用した。それぞれコントロールの移行係数の平均はヒトメボレで0.0105(±0.0071)、アキタコマチで0.0086(±0.0072)であった。両移行係数間には有意な差は認められず、現地試験とポット試験では品種の違いによる移行係数の違いはないと考えられる。
表(1)-1 現地試験における鉄と粘土の添加がイネの各部位の移行係数に与える影響

根	茎と葉	もみ米	玄米	もみ殻
コントロール	0.0490	0.0161	0.0012	0.0006	0.0011
鉄＋粘土処理	0.1348	0.0129	0.0020	0.0007	0.0023
洗浄処理	0.0431	0.0100	0.0014	0.0007	0.0012
洗浄土＋鉄＋粘土処理	0.0761	0.0327	0.0042	0.0024	0.0053

### b. 逐次抽出

現地試験土壌のフラクション4(酸化物態)の抽出率はコントロールで5.0%，鉄＋粘土処理条件は3.8%、洗浄処理条件は4.4%、洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は1.1%であり、鉄と粘土を添加した条件からの抽出率は添加していない条件よりも低い値となった。フラクション4では鉄酸化物に吸着しているセシウムが抽出されるとされているため、以上の結果からは、鉄添加によって生成された鉄酸化物にはセシウムが吸着していないと言うことが明らかとなった。また非抽出性Csはコントロールで55.0%，鉄＋粘土処理条件は58.9%であり鉄と粘土の添加により非抽出性Csの増加が確認された。同様に洗浄処理条件は75.2%、洗浄土＋鉄＋粘土処理条件は79.5%であり鉄と粘土の添加により非抽出性Csの増加が確認された。

ポット試験1、2ではフラクション2(イオン交換態)の抽出率は、鉄と粘土を添加した条件においてコントロールよりも低い値を示した。またそれらの条件においては放射性セシウムの吸収抑制が認められた。また現地試験においても鉄＋粘土処理条件においてフラクション2の抽出率がコントロールよりも低く、茎と葉への放射性セシウムの吸収抑制が認められた。イオン交換態のセシウムは植物による利用性が高いと考えられるため上記の結果は妥当であると考えられる。また鉄と粘土の添加によりイオン交換態のセシウムの抽出を抑制することができ、結果として植物による放射性セシウムの吸収が抑制できたと考えられる。現地試験の逐次抽出の結果を踏まえるとイオン交換態にで抽出されるべきであったセシウムは鉄と粘土の添加により非抽出性Csに分画されたと考える事が出来る。

図(1)-58 鉄と粘土の添加におけるフラクション2(イオン交換態)の抽出率の低下とイネの放射性セシウム濃度の関係
### c. ポット試験と現地試験の結果の違い－塩化第二鉄によるセシウムの抽出

ポット試験と現地試験の両方で塩化第二鉄を使用した。しかしポット試験では塩化第二鉄の溶液を中和しオキシ水酸化鉄とした後に土壌に加えられた。現地試験では塩化第二鉄溶液を土壌に中和する前に加えられた。その後、塩化第二鉄は土壌と一緒に中和処理を行った。本処理方法は農家自身による処理方法を提案することを目的としているため、現地試験では中和の処理を別々には行わず、土壌に直接添加し中和処理を行った。現地の土壌は塩化第二鉄溶液によってpHが2.6まで低下した。つまりこの状態は土壌のセシウムが酸性の条件によって抽出されている状態であると考えることもできる。そのため現地試験において鉄＋粘土処理条件ではポット試験ほど茎と葉の放射性セシウム濃度の減少率が大きくなく、また洗浄土＋鉄＋粘土処理条件ではコントロールよりイネ中の放射性セシウム濃度が高くなった。洗浄土＋鉄＋粘土処理条件ではナノバブル水を含んだ洗浄土に鉄を添加している。ナノバブル水は土壌中のセシウムの洗浄率を向上させるために漂白剤と重曹を加えてある。そのためより土壌中のセシウムが抽出されてしまったと考えられる。ポット試験4、5は塩化第二鉄は現地試験と同様に、土壌に中和の前に加えられた。ポット試験4では鉄＋粘土処理条件においてイネの放射性セシウム濃度はコントロールよりも高く、ポット試験5においては洗浄土＋鉄＋粘土処理条件のイネの放射性セシウム濃度もコントロールよりも高く、現地試験と同様の鉄の添加方法を行ったポット試験4、5においても現地試験と同様の傾向が観察できたと言える。

### d. 放射性セシウムの吸収抑制のメカニズム－粘土によるセシウムイオンの吸着

土壤中の粘土のセシウムの吸着サイト量はイネによるセシウム吸収に影響する因子の一つである。特にフレイドエッジサイトはセシウムの吸着選択性がカリウムの1000倍とされている。しかしながら現地試験において、バーミキュライトとベントナイトを土壌に添加したのにも関わらずセシウムの吸収抑制は観察できなかった。現地試験では塩化第二鉄の中和を粘土を加えた土壌と一緒に行っているため、年度はイオン強度が高い土壌中に加えられていたことなる。そのため粘土の吸着サイトが他の陽イオン、たとえばFe等で吸着されてしまい、Csが吸着されなかった可能性がある。粘土の吸着サイトの量は陽イオン交換容量(cation exchange capacity: CEC)で表すことができる。ベントナイトのCECは一般に0.75meq/g程度であり、またバーミキュライトのCECは0.46meq/g程度である。現地試験では塩化第二鉄溶液は土壌に加えられ河川水中にFe³⁺とCl⁻として存在していた。そして塩化第二鉄のcmol/kgは162.3/3mgで54.07mgである。土壌中の塩化第二鉄の濃度は1000mg/100g(=2kg/土壤200kg)。ここでCECのFe³⁺による飽和度は以下のように計算できる。ここで塩化第二鉄の濃度は1000(mg/100g)。ベントナイトのCECは74.6meq/g、バーミキュライトは46.3meq/100g(1me=1cmol/kg)。従って、Fe³⁺による飽和度は14.7%となる。一方で10,000Bq/kgの土壤中の¹³⁷Cs⁺は20⁻⁹cmol/kgに相当する。この分の¹³⁷Cs⁺が土壌に添加したベントナイトとバーミキュライトに吸着するとCECの飽和度は1.7×10⁻¹¹%となる。つまり、もしFe³⁺が全て粘土に吸着されたとしても、まだ土壌中の¹³⁷Cs⁺が吸着するサイトは十分に残っていたと言うことになる。またCECに占めるフレイドエッジサイトは2%程度であるとされている。従って、添加したベントナイトとバーミキュライトのフレイドエッジサイトの量は121cmol/kgとなり、¹³⁷Cs⁺が十分吸着できる量のフレイドエッジサイトが存在していたこととなる。以上のことより添加した粘土の量はセシウムの吸着に十分であったと言える。また逐次抽出の結果では、非抽出性Csのが鉄と粘土の添加条件で増加しており、この結果も粘土がセシウムを吸着した結果を表していると考えられる。
### e. 鉄酸化物によるセシウムの吸着

ポット試験と現地試験では粘土鉱物をセシウムの吸着剤として、鉄は微生物による鉄還元の元として加えられた。鉄酸化物は負電荷に帯電しているため陽イオンのセシウムを吸着することができるその吸着力は弱くイオン交換反応によって簡単にセシウムは脱着してしまう。そのためセシウムイオンの吸着は粘土鉱物だけではなく鉄酸化物によっても起こると考えられる。粘土鉱物のフレイドエッジサイト(FES)にセシウムが吸着するのには時間がかかると考えられるので、セシウムは粘土鉱物ではなく鉄酸化物の表面に先に吸着していた可能性がある。ポット試験ではセシウムが粘土鉱物と鉄酸化物に吸着し、結果としてイネのセシウム吸収抑制が起こったと考えられる。一方で現地試験では鉄酸化物に吸着したセシウムが、ポット試験よりも長い栽培期間のため、脱着しその脱着したセシウムがイネによって吸収されてしまった可能性がある。結果として鉄+粘土処理条件ではポット試験ほどのセシウム吸収抑制効果が観察できず、また洗浄土+鉄+粘土条件では土壌にセシウムを洗浄する目的で使用されたナノバブル水が含まれている状態で、鉄を添加しており、より多くのセシウムが抽出されており同時によりおおくのセシウムが鉄酸化物に吸着したと考えられる。結果としてより多くのセシウムが脱着し、セシウムの吸収抑制が観察できなかったと考えることができる。現地試験では鉄と粘土を同時に土壌に加えたが、鉄酸化物によるセシウムの吸着を避けるために、先に粘土のみを添加したほうが適切だったかもしれない。

### f. 鉄還元による pH の変化

実験室による鉄還元菌(Shewanella piezotolerans WP3)の培養実験では培養に伴いコントロールとくらべてpHの増加が確認されている。本研究でも、現地試験において、鉄＋粘土処理条件のpHが実験終了時においてコントロールと比べて、初期のpHはどちらも同じだったのも関わらず、増加していることが認められた。またSEMとXRD観察用のサンプルにおいても培養30日後のサンプルでコントロールと比較するとpHの増加が確認された。pHの増加は鉄還元とマグネタイトとシデライトの鉱物化に有利に働く条件であるとされている。そのため本研究の現地試験でも鉄還元に有利な条件に変化していたと推察できる。しかしながら土壌と加えた鉄の比は1:100であったため、XRDで観察できるほどの量の鉄酸化物（マグネタイト、シデライト、ヴィヴィアナイト）は鉱物化していなかったと思われる。

表(1)-22 鉄と粘土の添加による pH の増加

pH
初期pH (田植え前)	4ヶ月後pH(稲刈り後)
現地試験	コントロール	4.9	6.7
鉄＋粘土	5.1	7.5
洗浄土	4.9	6.6
洗浄土＋鉄＋粘土	4.8	6.8
30日後
SEM観察用サンプル	コントロール	－	6.2
鉄＋粘土	－	7.9