研究報告

Vol.5, No.1, pp.27 - 33, 2017 / 環境放射能除染学会誌

宮城県南部の小学校の除染 4 年後の除染効果
山口 敏朗 1*、 佐藤 光義 2、 長久保 和義 2、 石井 慶造 1、 新井 宏受 1、 大沼 透 1、荒井 宏 1、 田久 創大 1、 松山 哲生 1、 松山 成男 1、 寺川 貴樹 1、 長谷川 晃 1
1 東北大学大学院工学研究科（〒980-8579 宮城県仙台市青葉区荒巻字青葉 6-6-01-2）
980-8579 宮城県仙台市青葉区荒巻字青葉 6-6-04）

2 国東北大学工学部工学研究科技術部（〒rofyteicoSehtefvoitlcaanoriutdonaJeR©
fmononrioivtnaiEdeehtniRemnoitanimatnoC
Radioactive Contamination Status of an Elementary School inSouthern Miyagi Prefecture, Japan, Four Years after Decontamination

Toshiro YAMAGUCHI1*, Mitsuyoshi SATO2, Kazuyoshi NAGAKUBO2, Keizo ISHII1,Hirotsugu ARAI1, Tohru OHNUMA1, Hiromu ARAI1, Sodai TAKYU1, Tetsuo MATSUYAMA1,Shigeo MATSUYAMA1, Atsuki TERAKAWA1, and Akira HASEGAWA1
1

Department of Quantum Science and Energy Engineering, Tohoku University(6-6-01-2 Aramaki Aza-Aoba, Aoba-ku, Sendai, Miyagi 980-8579, Japan)

2

Technical Division, School of Engineering, Tohoku University(6-6-04 Aramaki Aza-Aoba, Aoba-ku, Sendai, Miyagi 980-8579, Japan)

Summary

We investigated the radioactive contamination status of an elementary school in southern Miyagi Prefecture, Japan,
four years after decontamination. The radioactive dose rate was measured in the playground (n = 36), back yard (n =1), parking lot (n = 3), and gutters (n = 30) with a thallium-activated sodium iodide scintillation detector. In addition,
topsoil from the playground and gutters sediment were measured with a high-purity germanium semiconductor
detector, and sand from the parking lot and sediment from gutters was imaged following an autoradiography method.
The mean radioactive dose rate in the playground was almost 0.08 μSv/h. The dose rate was higher at sites facing themountains, near the main gate, and by the front entrance of the school building. Meanwhile, the radioactive cesium (Cs)concentration of sediment imaged using autoradiography was > 8,000 Bq/kg.
These results indicated that the radioactive dose rates in the decontaminated school were below the threshold forbeing a health hazard. However, the topsoil in the playground had been re-contaminated with radioactive Cs, which hadlikely been transported via dirt attached to children’s shoes and car tires. In addition, the radioactive sediment in thegutters had likely been contaminated by rainwater, suggesting that radioactive protection is necessary when handling
gutter sediment.
Key Words: Fukushima Daiichi nuclear power plant, Decontamination, Elementary school, 4 years, Re-contamination

1．はじめに元素の汚染があり、年間積算線量が 1 mSv を超えないように

2011年 3月 11日の東北地方太平洋沖地震に続発した津波で除染している。特に放射線被曝の健康被害を受け易いと考え福島第一原子力発電所が被災し、放射性同位元素が漏洩してられている小児が長時間生活する幼稚園および学校は、事故発電所周囲を汚染した。その後、汚染地域に避難指示区域直後から運動場を表土剥離法、天地返し法および覆土法で、を設定し、年間積算線量が 20 mSv 以下を避難指示解除準備区域、20 ～ 50 mSv を居住制限区域および 50 mSv 超を0.23 μ Sv/h 未満になるように除染した。一方で除染していな
い汚染地域の空間線量率が放射性セシウム（Cs）の物理学的帰還困難区域に分類した。非避難指示区域でも放射性同位半減期よりも早く低下していることが報道されている。この原*Corresponding author : TEL & FAX. 022-795-7943, E-mail: toshiro.yamaguchi@qse.tohoku.ac.jp
27

T. Yamaguchi et al.

（ Tl ）シンチ
地表 100 cm および 1 cm の空間線量率を NaI因として風雨による拡散（ウェザリング効果）が考えられてい1, 2）

レーションサーベイメーター（ TSC -172、ALOKA、東京）

る 。このことから、除染した幼稚園および学校の周囲で放射性 Cs が拡散して、除染した幼稚園および学校を再汚染するで測定した（図 1 ）。

b）駐車場および校舎裏ことが危惧されている。そこで、4 年前に除染した宮城県南部（1 箇所）の地表 100 cm およ駐車場（ 3 箇所）および校舎裏の小学校の除染効果を調査した。

（ Tl ）シンチレーションサーベイメーターで測び 1 cmで NaI

2．材料および方法定した（図 1 ）。
c）側溝

2011 年 4 月に 1.10 μ Sv/hで、2011 年 7月に運動場の表土、2012に含まれている粘土を湿式分級で除去し（0.33 μSv/h）

校舎周囲の側溝のコンクリート製の蓋の無い 30 箇所（No.1

年 8 月に運動場の土を反転した後に非汚染土を覆土して 0.14～ 30）の地表から 1 cm の空間線量率をNaI（Tl）シンチレーμSv/h に除染し、4 年間経過して運動場の地表 100 cmで 0.08。
ションサーベイメーターで測定した（図 1）

rofyteicoSehtefvoitlcaanoriutdonaJeR©
fmononrioivtnaiEdeehtniRemnoitanimatnoCμSv/h（2016 年 7月）を示した宮城県南部の小学校を対象とし（2）放射性 Cs の測定た。小学校は、山の中腹に位置して、南西、南および東が崖、a）運動場

北西および北が山で、周囲は樹木で囲まれていた。

運動場の空間線量率を測定した各場所の表土を採取し、樹（1）空間線量率の測定

脂製 U - 8 容器に入れて高純度ゲルマニウム（HPGe）半導体a）運動場

で 2,000 秒間測定検出器（GX218 型、CANBERRA、USA ）10 m のメッシュで 36 個（A -1 ～ E - 9）に区画し、各区画のA-1A-2A-3A-4A-5B-1B-2B-3B-4B-5し、放射性 Cs を同定して比放射能を求めた。

西南

B-6

北
東

C-1

C-2

C-3

C-4C-5C-6C-7

D-1D-2D-3D-4

D-5D-6D-7

D-8D-9E-1E-2E-3E-4E-5E-6E-7E-8E-9正 門

4駐車場（入口）

567831011

校

2191213142916舎

19222821232426

駐車場（奥）

傾斜地（崖・山）駐車場（アスファルト舗装）および校舎裏（砂利）
側溝（測定点）校舎および体育館
運動場（測定点）

28

校舎裏

20

渡り廊下
27

図1171830

駐車場（中央）

15

被検小学校の略図および測定点

25

体育館

Vol.5, No.1, 2017 / 環境放射能除染学会誌

間線量率が地表 100 cm より 1 cmで高い箇所が 53 %（19 箇b）側溝（ No.18、22、23 ）
側溝に蓋が無く底部に手が届いた 3 箇所所）
で低い箇所が 6 %（ 2 箇所）だった。このことから、運動の側溝堆積物を樹脂製 U - 8 容器に入れて HPGe 半導体検出

場の空間線量率は、運動場の土を汚染している放射性同位元器で 2,000 秒間測定し、放射性 Cs を同定して比放射能を求素が一因と考えられた。 また、B - 6 の地表 100 cm（ 0.11。
めた（図 1 ）μ Sv/h ）および 1 cm（ 0.12 μ Sv/h ）の空間線量率は、周囲に比較して高かった。さらに、空間線量率は、運動場の山側で（3）オートラジオグラフ（ARG）の作製高かった。運動場に隣接する崖および山を除染していなかっa）駐車場の砂たことから、運動場の山側の空間線量率が高い理由として、（駐車場（入口）、駐駐車場の空間線量率を測定した 3 箇所

山を汚染している放射性 Cs の放射線が影響していることが推

車場（中央）、駐車場（ 奥））のアスファルトの表面に分散して察された。また、運動場の表土の放射性 Cs の比放射能は、

rofyteicoSehtefvoitlcaanoriutdonaJeR©
fmononrioivtnaiEdeehtni
Remnoitanimatno
C
いた砂を粘着テープに貼り付けて採取し、イメージングプレー

ト（ IP;BAS - Ⅲ、富士フイルム、東京）に 3日間露光し、バイオイメージングアナライザー（ BAS -1800Ⅱ、富士フイルム、東京）でARG を作製した。

b）側溝の砂利、石およびコンクリート片側溝（No.18 ）で採取した砂利、石およびコンクリート片をIPに 3日間露光し、BAS -1800ⅡでARG を作製した。

27.7 ～ 661.0 Bq/kg で、測定箇所の 83 %（30 箇所）が 100
Bq/kg 未満（平均 86.5 Bq/kg）だった。このことから、2012
年 8 月に覆土した運動場が再汚染していることが示唆された。
最も高い比放射能を示した B - 6（661.0 Bq/kg）は、隣接して植栽があった。これまでに樹木に付着した放射性 Cs が雨で流3, 4。 このことから、されて地表を汚染することが報告されている ）植栽近くの表土の比放射能が高かった理由として、植栽に付着していた放射性 Cs が雨で流され覆土を汚染したことが推察

3．結果および考察

および E - 6された。さらに、E -1（正門付近の駐車場に隣接）（1）運動場（校舎入口前）の表土の比放射能が、100 Bq/kg 以上を示した。

運動場の空間線量率および表土の比放射能を図 2 に示し

これらの場所は、児童を含めたヒトの往来が集中することがた。
運動場の地表 1 cm の空間線量率が 0.06 ～ 0.11 μSv/hで、想定された。また、対象小学校の学区は、除染対象となって地表 100 cm の空間線量率が 0.07 ～ 0.12 μ Sv/h だった。空いなかった。これらのことから、E -1 および E - 6 で比放射能23456789EA
B
C
D

0.13
0.120.110.1
0.09
0.080.07（ µSv/h）（ µSv/h ）

30.1
21.
0
10.1.
01
90.0
80.0
70.
0 1

12

空間線量率（ 地表 100 cm）（南） 正門

（西）

校舎
（東）

456789E

空間線量率（ 地表 1 cm）

山

山（北）

600
500
400
300
200
1000（ Bq/kg ）崖

3ABC
D123456789EABCD表土の比放射能（ 137Cs）
図2

運動場の空間線量率および土壌の比放射能29

T. Yamaguchi et al.

が高かった理由として、汚染土が登校する児童や来校者の靴像化した（ 図 4 - a）
。砂の粒子を粘着テープに付着させたまま、に付着して校内に持ち込まれたことが推察された。

HPGe 半導体検出器で 3,600 秒間測定し、得られたγ 線スペク
トルで 0.605、0.662、0.795 および 1.461 MeVの γ 線を検出し
134
Cs、137Cs および 40Kを同定した。134Cs（0.658 MeV: 70.2 %、137
0.415 MeV: 2.5 %、0.089 MeV: 27.3 %）、 Cs（1.174 MeV:405.4 %、0.512 MeV: 94.6 % ）および Kのβ（1.33 MeV: 89.3 %）9-12）
線は、IP を感光する 。砂に含まれている鉱物は、K を多く40含有することが知られている。また、天然のK には K が0.012 %含まれている。これらのことから、ARG は、砂に含ま40れている K、砂を汚染した放射性 Cs および粘土に吸着した放射性 Cs の分布を画像化したと考えられた。ただし、汚染し風雨およびヒトの移動に伴った放射性 Cs の拡散による運動場の再汚染は、4 年間で134

Cs および 137Cs それぞれおよそ 9および 81 Bq/kg だった。今後、児童や来校者の靴に付着して校内に持ち込まれる放射性 Cs 量を推定するための対象小学校の学区の土地開発および登校児童の増減の予測が容易でないため、これまでの汚染割合を指標として運動場の空間線量率の経時変化を推定した。校舎の耐用年数（ 鉄筋コンク

rofyteicoSehtefvoitlcaanoriutdonaJeR©
fmononrioivtnaiEdeehtniRemnoitanimatnoC
リート造・事務所用のもの ; 50 年）の 2 倍に相当する 100 年間の空間線量率の推移は、前半の 50 年間で増加するが、後半
134（ Cs; 2.0 年、の 50 年間で放 射 性 Cs の物理学 的半 減 期ていた砂が、事故直後に汚染したものか、除染後に来校者の137

靴あるいは自動車のタイヤに付着して持込まれた汚染粒子か、Cs; 30.0 年）の減衰によって低下することが推定された（図3）。 また、自然放射線（0.05 μSv/h）を除いた放射性 Cs の再汚染による空間線量率は、最も高くなる 30 から 50 年後でも0.23 μSv/h 未満と推定された（図 3）。

（2）駐車場および校舎裏汚染の履歴の詳細な分析が必要と思われた。

（3）側溝

側溝の地表 1 cm の空間線量率と堆積物の比放射能を表 1

駐車場の地表 100 cm の空間線量率は、地表 1 cm の空間線量率よりも 66 %（ 2 箇所）で高かった。校舎裏の空間線量率は、地表 100 cm および 1 cmで共に 0.08 μ Sv/h だった。

これまでに放射性 Cs は、粘土に吸着して土壌に留まる事が報告されている

風雨によって拡散した放射性 Csで再汚染したかの鑑別は、

5-8 ）。駐車場はアスファルトで舗装されて粘土が表に示した。地表 1 cm の空間線量率は、平均が 0.16 ± 0.06μSv（n = 30）で運動場の平均の 0.08 ± 0.01 μSv（n = 36）よりも高かった。また、堆積物の比放射能は、採取した 3 箇所の 67 %（ 2 箇所）で 8,000 Bq/kg 以上の比放射能を示した。
このことから、空間線量率が運動場より側溝で高かった原因と面に少なかった。また、校舎裏は、砂利が敷き詰められておして、放射性 Csで汚染した土砂が側溝に堆積していたことがり粘土粒子が砂利の下に堆積していた。これらのことから、考えられた。これまでに、放射性 Cs 汚染した土壌の微粒子が空間線量率が地表 100 cm よりも 1 cmで低かった理由として、。これらのことから、水に沈降し難いことが報告されている ）放射性 Cs 汚染した粘土粒子が地表面に少なかったことが考え

汚染堆積物は、校庭に持込まれた放射性 Cs 汚染した微粒子られた。

が、雨水に浮遊して側溝に流され、側溝を流される間に沈降し駐車場の砂のARG は、粘着テープに付着した砂の粒子を画500.013て形成したことが推定された。

Bq/kg

450.0

µSv/h0.250.2400.00.15300.0
250.0
200.00.1

150.0
100.00.05

50.00.05

図330913 17 21 25 29 33 37 41 45 49 53 57 61 65 69 73 77 81 85 89 93 97 1010（年）事故から 100 年間の放射性 Cs の比放射能（ Bq/kg ）および空間線量率（ µSv/h）の推移（ µSv/h）（ Bq/kg ）350.0

Vol.5, No.1, 2017 / 環境放射能除染学会誌

(a)

(b)

入口

中央

奥

入口

中央

奥

rofyteicoSehtefvoitlcaanoriutdonaJeR©
fmononrioivtnaiEdeehtniRemnoitanimatno
C(c)

（a）
駐車場の砂

（b）
側溝の砂利

（c）
側溝の砂利とコンクリート片スケール :1cm

図4

表1

駐車場の砂および側溝の砂利のオートラジオグラフ（ ARG）

 溝の地表 1 cm の空間線量率（ µSv/h）および堆積物の側比放射能（ Bq/kg ）

空間線量率
測定場所
（μSv/h）
12
34
567
8
910
1112131415
16171819202122232425
26
2728
2930

0.28
0.12
0.11
0.21
0.13
0.10
0.10
0.09
0.12
0.10
0.09
0.13
0.18
0.15
0.15
0.13
0.13
0.14
0.16
0.30
0.17
0.31
0.24
0.21
0.11
0.180.200.130.160.13

比放射能（ Bq/kg ）134137
CsCs
放射性 Cs3,158.1
17,292.6
20,450.7
15,978.8
83,241.6
99,220.4
776.3
4,105.3
4,881.6-- : 未測定

側溝（ No.18 ）の砂利、石およびコンクリート片のARG は、。
砂利、石およびコンクリート片の一部を画像化した（図 4 - b ）砂利やコンクリートは、K を含有するため、得られた画像は、
40

砂、砂利およびコンクリート片に含まれている K および付着していた放射性 Cs 汚染粘土の分布を画像化したと考えられた。そこで、高いデンシティを示した砂利 7 個とコンクリート片を水洗して表面に付着していた粘土粒子を除去し、IP を 3日間露光してARG を得た（図 5 ）。また、各砂利およびコンクリート片をHPGe 半導体検出器で 36,000 秒間測定してγ 線スペクトルを得た。水洗でデンシティが無くなった砂利 F で
137

134

Cs、40Cs および Kを同定する明らかな γ 線スペクトルを得られなかった。また、僅かにデンシティを示した砂利 C、均一に画像化した砂利 E および部分的に画像化した砂利 D および砂利 G
で 0.605、0.662、0.795 MeV および 1.461 MeVの γ 線を検出し
134

Cs、137Cs および 40Kを同定した（図 6 ）。また、砂利を均一に画像化した砂利 A および砂利 B の γ 線スペクトルでは、1.462 MeVの γ 線のみを検出し 40K を同定した。これらのことから、砂利に付着した放射性 Cs 汚染物あるいは放射性 Cs は、水洗可能なものと不可能なものがあることが考えられた。さらに、コンクリート片の γ 線スペクトルは、0.605、0.662、0.795

Cs、137Cs および 40Kを同定した。コンクリート片で高いデンシティを示す部位は、K をおよび 1.461 MeVの γ 線を検出し134含むモルタルに一致しなかった。これらのことから、コンクリー
ト片のARG は、汚染した放射性 Cs を画像化したと考えられた。ただし、砂利およびコンクリート片の放射性 Cs が、事故直後の汚染か風雨によって拡散した放射性 Cs の再汚染かの鑑別

31

T. Yamaguchi et al.

(a)
A

B

A

B

C

D

C

D

E

FE

F

G

(b)

水洗後の側溝のコンクリート片と ARG

GrofyteicoSehtefvoitlcaanoriutdonaJeR©
fmononrioivtnaiEdeehtniRemnoitanimatnoCスケール :1cm

水洗後の側溝の砂利と ARG

図5

水洗後の側溝の砂利およびコンクリート片のオートラジオグラフ（ ARG）

106

105

0.662 MeVCounts / Channel

1040.605 MeV

1.462 MeV

0.795 MeV

103102

101

100
00.0

500
250.3

1,000
500.6

1,500
750.8

2,000
1,000.92,500
1,250.0

3,000
1,501.1

3,500
1,751.1

4,000
2,001.0

Counts / Energy(keV)
図6

洗浄後の側溝砂利 No.D のγ線スペクトル1） 飽本 一裕：福島第一原発事故が及ぼしたセシウム起源

ranean region. J. Environ. R adioact.，86，187-198(2006).
3） H. Kato, Y. Onda, T. Gomi: Interception of theFukushima reactor accident-derived 137Cs, 134Cs and131
I by coniferous forest canopies. Geophys. Res. Lett.,
39: L20403, doi: 10.1029/2012GL052928 (2012).
4） 小林 政 広：森林における放 射性 Cs の動態，J. Jpn.
Soc. Soil Phys.，126，31-36 (2014).

空間線量率の福島県における経時変化と場所依存性．

5） 中尾 淳：セシウムの土壌吸着と固定．学術の動向，10，

は、汚染の履歴の詳細な分析が必要と思われた。
これらのことから、4 年前に除染した小学校の校庭は再汚染していたが、再除染の必要性が低いことが考えられた。なお、側溝の堆積物の比放射能が高い可能性があるので、処理する際には放射線防護が必要と思われた。
参 考 文 献R ADIOISOTOPES，61，373-378 (2012).
2） M.S.Al-Masri：Vertical distribution and inventoriesof 137Cs in the Syrian soils of the eastern Mediter-32

2-7 (2012).

6） 石川 奈緒，内田 滋夫，田上 恵子：放 射性セシウ
ムの水田土壌への収着挙動における粘土鉱物の影響．

Vol.5, No.1, 2017 / 環境放射能除染学会誌

R ADIOISOTOPES，56，519-528 (2007).
7） T. Kogure，K. Morimoto，K. Tamura，H. Sato, A.
Yamagishi：XRD and HRTEM evidences for fixationof cesium ions vermiculite clay. Chem. Lett.，41，380382 (2012).
8） H. Mukai, T. Hatta, H. Kitazawa, H. Yamada, T.
Yaita, T. Kogure: Speciation of radioactive soilparticles in the Fukushima contaminated area by IPautoradiography and microanalyses. Environ. Sci.
Technol.，48, 13053-13059 (2014).
9） L . Hammarström: Autoradiography and histochemistry of mineralized tissues by means of theUllberg freeze–sectioning technique. Ups J. Med.
Sci., 91, 239-243 (1986).
10）T. Yamaguchi, K. Sawano, K. Furuhama, C. Mori, K.
Yamada: An autoradiogram of skeletal muscle from apig raised on a farm within 20 km of the Fukushima

Daiichi nuclear power plant. J. Vet. Med. Sci., 75, 9394 (2013).
11）T. Yamaguchi, C. J. Chen, M. Sasaki, K. Furuhama,
K. Yamada: History of internal radiation exposurein a wild masked palm civet (Paguma larvata) at
Fukushima assessed by autoradiography of vibrissae.
Bull. Vet. Inst. Pulawy, 57, 433-435 (2013).

12）箕輪 はるか：松竹梅の放射線を見る～イメージングプ
レートを使った解析～．放射化学，27，45-52 (2013).

rofyteicoSehtefvoitlcaanoriutdonaJeR©
fmononrioivtnaiEdeehtniRemnoitanimatnoC13）野 川 徳 夫， 橋 本 健， 田 野 井 慶 太 朗， 中 西 友子，二瓶 直登，小野 勇治：福島県の水田および畑Cs，134Cs ならびに 131I の溶出実 験．
R ADIOISOTOPES，60，311-315 (2011).
作土壌からの1372016 年 10 月 20 日受付
2017 年 2 月 6 日受理

和 文 要 約（ n =36 ）、校舎裏（ n =1 ）、駐車場（ n =3 ）およ
除染して 4 年後の宮城県南部の小学校の除染効果を調査した。除染した運動場（ Tl ）シンチレーション検出器で測定した。また、測定地の運動場の表土および側び校舎周囲の側溝（ n =30 ）の空間線量率をNaI

溝の堆積物を高純度ゲルマニウム半導体検出器で測定した。さらに、駐車場表面の砂および側溝の堆積物（ 砂利、石、コンクリート片）のオートラジオグラフを作製した。運動場の空間線量率は、平均 0.08 μ Sv/h だった。また、運動場の土の比放射能は、正門近く、校舎玄関近くで高い値を示した。また、側溝の堆積物は、放射性セシウムで 8,000 Bq/kg 以上の汚染があり、オートラジオグラフで画像化された。 これらのことから、この小学校の空間線量率は、今後、健康被害を生じないレベルに維持されることが推測できた。一方、除染で覆土した運動場の土が放射性 Csで再汚染していた一因として、生徒の靴あるいは学校関係者の車両のタイヤに付着して汚染土が持ち込まれたことが考えられた。さらに、側溝の堆積物の比放射能の高いことから、側溝堆積物の清掃で被曝防護が必要と思われた。

33