「森林総合研究所研究報告」（Bulletin of FFPRI）Vol.18-No.2（No.450）195-211 June 2019

論195

文（Original article）

2011 年福島第一原子力発電所事故で放出された放射性セシウムのコシアブラ（Eleutherococcus sciadophylloides, 新芽が食べられる野生樹木）への移行
清野 嘉之 1）*、赤間 亮夫 2）、岩谷 宗彦 3）、由田 幸雄 4）
要旨2011 年 3 月の東京電力福島第一原子力発電所事故後、環境から樹木山菜への放射性セシウムの移行が調べられている。しかし、草本に比べ樹木の山菜の情報は少ない。事故により環境中に放出された
137
133
セシウム 137（ Cs）は、自然物のセシウム 133（ Cs）と異なり、生態系内でまだ平衡に達しておらず、
137
分布は今も変化していると考えられる。生態系における Cs の現在の分布は、植物体内の分布を含め、
133
133
Cs の分布パターンに近づいていく途中の姿であり、 Cs の現在の分布や代謝特性を明らかにする137ことにより Cs の将来の状態を推定できると考えられる。そこで 2015 〜 2017 年に福島県の 6 町村
133
でコシアブラ（Eleutherococcus sciadophylloides）とその生育環境における放射性セシウム、 Cs の現
133
+
2
2
状を調べた。当年シュート（枝葉） Cs 濃度は、土壌 K の濃度（R = 0.2756, P = 0.023）や沈着量（R
133
133
+
= 0.3390, P = 0.011）と負の相関関係を持ち、リター Cs（P = 0.425）、土壌 Cs （P = 0.751）濃度と137
133はあまり関係がなかった。リターから当年シュートへの Cs の面移行係数（Tag）は、 Cs の Tag と正
2
133
137
=
0.5748,P<0.001）
Cs
Csの相関関係（Rがあり、が移行し易い条件ではも移行し易いと考えら137
133
れた。樹体内の器官を比較すると、 Cs/ Cs 濃度比が葉や根皮では材や樹皮より小さい場合があった。
137
今後、 Cs が生態系内で平衡していくにつれ、前者は後者のレベルに上昇していくと考えられる。ま137+た、新芽の Cs 濃度は今後、土壌 K が高濃度の林地では低下し、低濃度の林地では上昇する可能性がある。本研究で示した知見や仮説を検証する、さらなる研究が必要である。
キーワード： 空間線量率、山菜、放射性セシウムの沈着、セシウム 133、出荷制限、土壌の交換性カリウム、食品の基準値

1. はじめにが高くなり易い（Kiyono and Akama 2015）。また、新野生樹木の新芽が野菜のように食べられている地域

芽の放射性セシウム濃度は事故から 6 年を経過したは世界の大半に及ぶが、ヨーロッパでは食用に適した2017 年の時点でも経年的に上昇している（清野・赤間

新 芽 を 持 つ 樹 木 が 少 な く、 樹 木 の 山 菜 利 用 は 果 実 や2018）。事故から数年を経過した後に新たに出荷制限

種 子、 ハ ー ブ 類 に と ど ま る（Giul and Torija 2001, 清や自粛が要請される事例が出ている（長野県 2016, 群

野・赤間 2017）。このため、チェルノブイリ事故後も

馬県 2018）。コシアブラの放射性セシウム吸収に関し

樹木の新芽の放射能汚染の調査研究は殆ど行われてこて、菌根菌の関与（Yamaji et al. 2016）や樹体内の放射なかった。2011 年 3 月の福島第一原子力発電所事故以性セシウムの分布（赤間ら 2017）、当年シュートの濃降、樹木山菜の放射性セシウムのデータが日本で蓄積度の季節変化や経年変化（赤間・清野 2015, 清野・赤されつつある。しかし、草本の山菜（例えば、清野ら

間 2018）、 地 域 比 較（ 赤 間・ 清 野 2015）、 苗 畑 で の 植

2018b, c）と比べて調査は不十分である。樹木の多くは栽試験（福山ら 2016）などの研究が行われている。ま草本より大きく、物質代謝のしかたも異なると考えらた、福島県の「コシアブラによる土壌中の放射性物質れるので、樹木の山菜についても系統的にデータを集除去調査事業」で、コシアブラの高い吸収能を利用しめる必要がある。

た、環境中の放射性セシウムのファイトレメディエー

コ シ ア ブ ラ（Eleutherococcus sciadophylloides）は 落
葉樹で個体寿命は数 10 年に達する。他の多くの植物

シ ョ ン の 実 証 調 査 が 行 わ れ て い る（https://www.pref.
fukushima.lg.jp/site/gikai/201309nourin.html）。

と 異 な り、 放 射 性 セ シ ウ ム の 生 態 系 へ の 沈 着 量 に ほ

福島第一原子力発電所事故により野外に放出されたぼ正比例して新芽の放射性セシウム濃度が上がる（清134137
放射性セシウム（ Cs, Cs）は自然物のセシウム 133

野・赤間 2017）ので、沈着量の多い土地で新芽の濃度

133（ Cs）と異なり、まだ平衡に達しておらず、生態系内

原稿受付：平成 30 年 8 月 10 日 原稿受理：平成 31 年 1 月 31 日
1）森林総合研究所 植物生態研究領域
2）森林総合研究所 震災復興・放射性物質研究拠点
3）日本特用林産振興会
4）元日本特用林産振興会* 森林総合研究所 植物生態研究領域 〒 305-8687 茨城県つくば市松の里 1

清野嘉之

196

他

の分布が変化し続けている。降水や落葉などによる樹

野市、北上市、釜石市、住田町、奥州市、一関市）、山冠から林床、表層土壌への移動（Kato et al. 2018）や、

形県最上町、宮城県の 7 市町（気仙沼市、栗原市、南その 間 に 腐 植 や 粘 土（Staunton et al. 2002, 山 口 2014,

三陸町、登米市、大崎市、大和町、七ヶ宿町）、福島県

Toriyama et al. 2018）などに保持されて移動が妨げらでは湯川村と桧枝岐村を除く市町村、茨城県は 3 市（常れるプロセスが現在も進んでいる。放射性セシウムの陸大宮市、常陸太田市、日立市）、栃木県は 14 市町（那植物体内を含む生態系における現在の分布は、植物体

須町、那須塩原市、大田原市、矢板市、塩谷町、日光市、内の分布を含め133

Cs の分布に近づいていく途中の姿で133あり、 Cs の分布や代謝の特性を明らかにすることで、

那珂川町、さくら市、那須烏山市、高根沢町、宇都宮市、鹿沼市、市貝町、茂木町）、群馬県みなかみ町、新潟県

放射性セシウムの将来を推定できると考えられる（赤の 3 市町（魚沼市、津南町、南魚沼町）、長野県の 5 市

間ら 2017）。そこで、本研究では、事故から数年を経

町村（野沢温泉村、木島平村、中野市、長野市、軽井

過した時点のコシアブラについて、生育環境と樹体内沢町）である。コシアブラでは出荷制限の解除例はまの133

Cs と放射性セシウム（ 137Cs）の濃度（放射性セシだない。

ウムについては、ここでは質量当たりの放射性 Cs の放射能の強さを濃度と呼ぶ）分布を調べた。生育環境

広域調査：福島県で、コシアブラの山菜生産が盛んなに応じた当年シュート（葉と枝）と他器官、生育地の会津を含み、かつ空間線量率（ADR）や地質などの条

133

件がさまざまになるよう、生育するコシアブラ野生木

Cs や 137Cs 量との関係にもとづいて、コシアブラ樹

体内の

137

Cs の将来を予測した。

2の小群生（面積数 10 〜数 100 m 。小群生の一まとまりの土地を以下、地点と呼ぶ）を南会津郡只見町（3 地点,
TDM-1 〜 3）、南会津町（3 地点 , MAZ-1 〜 3）、大沼郡
金 山 町（4 地 点 , KNY-1 〜 4）、 伊 達 郡 川 俣 町（4 地 点,
KWM-1 〜 4）、双葉郡広野町（4 地点, HRN-1 〜 4）で選
び、調査地とした（Fig. 1, Table 1）。このうち KWM-1〜 2 と HRN-1 〜 2 は先述の福島県の除去調査事業の樹
下植栽地を含む。コシアブラは幼時耐陰性があり（長野県林業総合センター・長野県林業改良普及協会, コシ
ア ブ ラ の 栽 培, https://www.pref.nagano.lg.jp/ringyosogo/
seika/documents/koshia.pdf）、林 床 で 比 較 的 長 く 生 き られる。調査地の地質（産業技術総合研究所地質調査総合センター 2015）は堆積岩類（TDM-1, 3 と HRN-1 〜4）、デイサイト・流紋岩・火砕流等の火山岩類（TDM-2,
KNY-1 〜 4, MAZ-1 〜 3）、花崗岩類（KWM-1 〜 4）でFig. 1. コシアブラの検体を採取した 6 町村
The six municipalities where Eleutherococcus
sciadophylloides samples were collected.
● 当年シュートを採取（民有林）、△ 破壊調査で葉、果序、枝、幹、根を採取（国有林）。カッコ内
133
は検体の Cs 濃度を測定した個体数 / 地上部検体を採取した個体数● Current-year shoots were collected (private forest),△ Leaf, infructescence, branch, stem, and root samples
were collected by destructive sampling (National
forest). The numerator (denominator) is the numberof trees from which samples were collected for
determining the 133Cs concentration.
2. 材料と方法
2.1 検体の採取

あ っ た。2017 年 7 月 4 〜 26 日 に 各 地 点 1 個 体 の 亜 高
木以上のコシアブラから、葉つきの当年枝（以下、当年シュート）を生重量で 61 〜 153g 採取した。当年枝の基部から葉端までの長さを記録した。採取木の樹冠下に一辺 0.25 m の方形区を一つ設け、区内のリター（堆積有機物層）を採取した。リター中の生きた根はリターに含めた。区内のリターを剥がした土壌表面から土壌2の検体を 100cc 採土円筒（地表面積 0.002 m 、深さ 0.05m）で 1 点ずつ採取した。また、検体採取地点の位置（GPS 使用）、地形（斜面上部、中部、下部を目視判定）、
斜面傾斜角（クリノメータ使用）、上木の被覆（疎開地、林縁、林内を目視判定）、ADR（地上高 1 m と 0.1 m のμSv h -1, CdTe 半導体検出器【株式会社テクノエーピー
TA100U】を使用）を計測した。採取するコシアブラ個調査を計画した 2017 年 4 月 7 日現在、コシアブラの野生体の地上部全景と、樹冠下のリターの被覆状態が分か

品の出荷が制限ないし自粛されている地域（林野庁, http://

るもの各 1 枚の写真を撮った。後者の画像を目視してwww.rinya.maf f .go.jp/ j/tokuyou/kinoko/syukkaseigen.

リターに被われて鉱質土壌やコケが見えていない土地html）は、福島県を中心に岩手県から長野県までの広面積割合（%）を計測し、リターの被覆率とした。参考

い範囲に及ぶ。岩手県の 8 市町（盛岡市、花巻市、遠として、コシアブラと混生する他種の植物（ヤマドリ
森林総合研究所研究報告 第 18 巻 2 号, 2019

コシアブラの放射性セシウム

197

ゼンマイ、タカノツメ、ゼンマイなど）の検体も適宜へ約 300 m 間隔で TE1 〜 4, 5 〜 8, 9 〜 12 の順に並ん採取した。

でいる。斜面の傾斜は TE1 〜 4 が最もきつく、TE5 〜

採取したコシアブラとリター、土壌の検体は、乾か

8 は 最 も 緩 い。TE1 〜 4、9 〜 12 は 林 冠 木、TE5 〜 8ないよう採取地点ごとに標識したビニール袋に入れては亜高木で、どの個体も雪圧で幹の根元が倒伏してい密封し、全体を梱包して冷蔵条件（0 〜 10℃）で速やた。只見町は全域が特別豪雪地帯に指定され、調査地

かに検体分析者（株式会社サンコー環境調査センター）の最深積雪は 2 m を超えると推定される（気象庁 メッに送付した。

シ ュ 平 年 値 2010 最 深 積 雪（ 年 ）https://www.data.jma.
go.jp/obd/stats/etrn/view/atlas.html）。6 月 2 日、7 月 18 日、

樹 体 の 破 壊 調 査：2015 年 5 月 18 日 に 川 内 村（Fig. 1）

9 月 16 日に 3 地点各 4 標識個体から当年シュート、9の磐城森林管理署岡山国有林の一代目アカマツ人工

月 16 日に各地点で未標識の 1 個体から根の検体を採取林（47 年生）で、生育するコシアブラの小群生を 1 地し た。6 月 1 〜 2 日 に 各 地 点 1 個 体（TE3, 5, 12）、 の点（標高約 670 m、斜面傾斜角 10 〜 36°、地上 1 m の樹冠下の一辺 0.25 m の方形区でリターと土壌の検体を-1

ADR 0.87μSv h ）選 び、5 個 体 を 標 識 し た（EK1 〜 5;採取した。また、10 月 21 日に TE3, 5, 12 の幹（地上高DBH 14.3 〜 47.4 cm、樹高 10 〜 15 m）。EK1、2、5 は

0.5 m の幹齢 24 〜 32 年）を伐倒し、個体の各部位（葉、林 冠 木、EK3、4 は 亜 高 木 で あ る。 近 く に 土 塁 跡 が あ

果序、枝、幹）の生重量を測定した（Table 2）。幹の円り、植物食動物にとって有毒のアセビが多いことから

盤は幹を地上高で上、下（Upper, Lower stem, Table 3）

馬や牛の牧地として利用されていた土地である。地質に分け、それぞれの幹の中央付近の地上高（上 4 〜 6 m,

は花崗岩類に区分される（産業技術総合研究所地質調下 0.5 〜 1 m）で採取した。

査総合センター 2015）。5 月 18 日、7 月 19 日、9 月 17日に 5 標識個体から当年シュート、9 月 17 日に同じ地

2.2 検体の調整と分析

点の未標識の 1 個体から根（Fig. 2a）の検体をそれぞ広域調査：株式会社サンコー環境調査センターで当年れ少量採取した。7 月 19 日に 2 個体（EK1、4）の樹冠

シュートは軽く水洗して汚れを落とした後、含水率を下にそれぞれ一辺 0.25 m の方形区を一つ設け、区内の測 定 し、U-8 容 器 に 詰 め た。 リ タ ー は 細 か く 裁 断 し、リターを採取した。リター中の生きた根はリターに含全量重の測定後、中身がまんべんなく混ざるようにしめた。リターを採取した区内の土壌表面から土壌の検て 2L マリネリ容器に入れた。土壌は石や根を除いて2

体を 100cc 採土円筒（地表面積 0.002 m 、深さ 0.05 m）

細かく砕いて風乾し、全量重の測定後、中身がまんべで 5 点ずつ採取した。11 月 4 日に 3 個体の幹（EK1, 2,

んなく混ざるようにして U-8 容器に入れた。いずれの4, 地上高 0.5 m の幹齢 33 〜 42 年）を伐倒し、個体の検 体 も 別 に 一 部 を 取 っ て 含 水 率 を 計 測 し た。Ge 半 導134

各部位（葉、果序、枝、幹）の生重量を測定した（Table

体検出器による γ 線スペクトロメトリーで2）。コシアブラはシュート先端から芽鱗痕を順に数え40ていくと、その幹や枝の部分が何年前のものか容易にした。計測の条件は以下の①〜④とした。①

Cs, 137Cs,

K 濃度を測定し、値を含水率 0% 当たりの濃度に換算
134

137

Cs の誤

分かるので、幹と枝は当年部分と事故後に生じた部分

差 10% 以 内。 ②

（post-3.11）、事故前からあった部分（ante-3.11）とに分有意。③これらの条件を満たさなくても計測時間は 24

けた。太い幹や枝は皮つきの材積を個体全体とサンプ

40
137
134
時間を上限とする。④ K は Cs や Cs の計測を打

ルの皮つき円盤について測定した。幹の円盤は幹を地ち切ったときの値を記載する。当年シュートとリター

上高で上、中、下（Upper, Middle, Lower stem, Table 3）はに 3 分し、それぞれの幹の中央付近の地上高（上 9 〜

133+
換性セシウム（ Cs ）濃度（硝酸 + 過酸化水素前処理 ,12 m, 中 6 〜 7 m, 下 2m）で採取した。枝は樹冠内の位

ICP-MS）、 塩 基 置 換 容 量（Cation exchange capacity,

置と太さ、長枝 - 短枝の割合を考慮して検体を採取し-1
CEC）（cmol c kg , Schollenberger 法）、交換性カリウム

133+

Cs の 誤 差 は 10% 超 で 良 い が 3σ で

Cs 濃 度 を ICP-MS に よ り 測 定 し た。 土 壌 は、 交

-1（K ）濃度（mg 100g , 土壌環境分析法（日本土壌肥料

た。
同様に、2015 年 6 月 1 〜 2 日に只見町（Fig. 1）の会

学会編 , 1997, 博友社））、pH（H 2O, KCl 溶媒 . 土壌環

津森林管理署南会津支署束松山国有林の一代目スギ人

境分析法（日本土壌肥料学会編 , 1997, 博友社））を測定

工林（42 年生）の 3 地点（標高 670 〜 700 m、斜面傾斜した。前処理を施し U-8 容器に入れた土壌の含水率 0％-1

角 17 〜 39°、地上 1 m の ADR 0.07 〜 0.075μSv h ）で、時重量を 100 ml で除して、土壌の容積密度（BD, dry-g

各 4 個 体 を 標 識 し た（TE1 〜 4, TE5 〜 8, TE9 〜 12 ;100 ml -1）を求めた。

DBH 5.7 〜 11 cm、樹高 4 〜 7 m）。調査地はデイサイト・
流紋岩・火砕流等の火山岩類（産業技術総合研究所地

樹体の破壊調査：樹体は Fig. 3 に示した通りに部位を質調査総合センター 2015）に地質区分される山地の斜分けた。根は水洗して泥等を落として根皮と根材に分面中部に位置しており、谷に分布し、堆積岩類に区分けた（Fig. 2b）。幹や枝はそれぞれノコギリ、剪定ばさ

される別の地質との境界に沿って、3 地点が西から東

み、ピーラーを使って外樹皮、内樹皮、辺材、心材に

Bulletin of FFPRI, Vol.18, No.2, 2019

清野嘉之

198

他

Post-3.11 stem
and branch werecombined as 0-y
or 1-y ≤ portion.

Post-3.11 stem
Outer bark
0-y
Inner bark
Sapwood 1-y ≤Leaf
Infructescence
0-y
1-y ≤

Stem
BranchPost-3.11 branchOuter bark
Inner bark
SapwoodAnte-3.11 stem and branchOuter bark
Inner bark
Sapwood
Heartwood
Root wood

Root barkFig. 3. コシアブラの検体区分（赤間ら 2017 改変）
Partition used for collecting samples of
Eleutherococcus sciadophylloides trees (Akama
et al. 2017, modified).

個体量と検体量の比を使って各部位の個体量を求めた。個体当たりの根量は地上部量の 26%（温室効果ガ
スインベントリオフィス 2017）と仮定した。
Fig. 2. コシアブラの根検体の採取と調整
Sampling and processing Eleutherococcus
sciadophylloides roots.
a) 根は鉱質土層の表面から 5cm ほどの深さの土中を横走していることが多かった。
b) 根を洗って土を落とし、皮と材を分けた。生きている皮は材から手で容易に剥がせた。
a) Roots usually extended laterally in the soil
about 5 cm below the soil surface. b) The roots
were washed to remove the soil, and the root
bark and root wood were separated. The livingroot bark was easily peeled from the wood byhand.

2.3 データの解析
本研究では、ADR や134

Cs、 137Cs、 40K 濃度を異なる機器で測定している場合があるが、測定機器はいずれも定期的な校正を受けており、測定値は信頼できる。
放射性セシウム濃度は 2017 年 9 月 1 日を基準日に減衰補正した。放射性物質濃度が検出下限値以下となった
場合は、検出下限値で代用した。
統計解析に R3.3.1（R Development Core Team 2011）を使用した。
2.4 福島事故前の核実験に由来する 137Cs が検体測定値に及ぼす影響の評価

分 け た（Fig. 4）。 た だ し、post-3.11 の 当 年 部 分、1 年
以上の部分では幹と枝を分けなかった（Fig. 3）。
検体の

137

Cs 濃度は、検体を森林総合研究所で熱風乾

福島第一原子力発電所事故で放出された
137

134

Cs と

Cs は事故時の Bq 値はほぼ同じで、その後は半減期の違いにより137

134

Cs が早く失われている。2017 年 7 月

Cs 濃度と 134Cs/ 137Cs 濃度比との関係は、当年燥器により 75℃、48 時間以上の条件で乾燥（乾燥後の時点の含 水 率 約 4%）さ せ て か ら、U-8 容 器 ま た は 0.7L マ リ

シュート（P = 0.115）とリター（P = 0.661）では有意で137

Cs 濃度が低い場合にネリ容器に入れ、同軸型ゲルマニウム半導体検出器（セはなかった。しかし、土壌では

イ コ ー・ イ ー ジ ー ア ン ド ジ ー 株 式 会 社 GEM40P4-76）

134

で γ 線スペクトロメトリーの計測値を求めた。計測の= 0.0939 137Cs 0.0402, R² = 0.624, n = 18, P <0.001）。近似

条件は広域調査の当年シュートの条件①〜④と同じで式の係数から見て、植物体やリターでは核実験由来のある。さらに含水率 0% のときの濃度に換算した。そ137の後、6 中 4 検体の133

Cs 濃度を、環境リサーチ株式会

社と株式会社サンコー環境調査センターで検体の含水

137

Cs/ Cs 濃度比が小さくなる傾向があった（ 134Cs/ 137Cs

Cs の影響は無視できるが、土壌の 137Cs 濃度が 1000

Bq dry-kg -1 を下回る場合（主に TDM, KNY, MAZ が該当）では、福島事故前の核実験由来の率を計測のうえ、硝酸 + 過酸化水素で試料に前処理をり、福島事故由来の

行って ICP-MS で測定した。

恐れがある。

137

137

Cs の存在によCs を 1 割程度、過大に見積もる

森林総合研究所研究報告 第 18 巻 2 号, 2019

コシアブラの放射性セシウム

199

3. 結果
3.1 コシアブラの生育地
2017 年 7 月に検体を採取した 18 地点（Table 1）の地
形は、斜面上部が 2 地点、斜面中部が 16 地点で斜面中部が 89% を占めた。斜面傾斜角は 3 〜 32°、平均値と標準偏差（SD）は 20.6 ± 3.3° とさまざまであった。検体を採取したコシアブラは亜高木ないし上層木で、生育 地 は 全 て が 林 内、 樹 冠 下 の リ タ ー 被 覆 率 は 全 て が100% であった。
2017 年 7 月 の ADR（ 地 上 高 1 m）
（Table 1）の 平 均
値 は HRN が 最 も 高 く、 つ い で KWM が 高 か っ た（P<0.001, n = 3 〜 4, ANOVA）。KNY が最も低かった。
3.2 当年シュートの 137Cs, 40K, 133Cs 濃度
137

Cs（Table 1）の平均濃度は地域間に有意な違いがあ り（P <0.001, n = 3 〜 4, ANOVA）、KWM は 他 4 の40

地 域 よ り 濃 度 が 高 か っ た。 K（Table 1）の 平 均 濃 度
も 地 域 間 で 有 意 な 違 い が あ り（P = 0.005, n = 3 〜 4,
ANOVA）、KNY、KWM で 高 く、HRN は 低 く、TDM
133
も低めであった。 Cs（Table 1）の平均濃度にも地域間で有意な違いがあり（P = 0.037, n = 3 〜 4, ANOVA）、
KNY と KWM には濃度が特に高い地点があった。HRNは他と比べて低かった。
Fig. 4. コシアブラの幹検体の調整
Processing the Eleutherococcus sciadophylloides
stem samples.
a) 幹の外樹皮、内樹皮を刃の異なるピーラー
で剥いた。太い幹は内樹皮が厚かった。b) 太
い幹の円盤はノコギリで細く切り、剪定ばさ
みで辺材と心材を切り分けた。
a) The stem outer and inner bark was peeled away
using peelers with different blades. The thick stem
had thick inner bark. b) The thick stem disk was
cut with a saw and sliced thinly, and the sapwood
and heartwood were cut with pruning scissors.

3.3 リターの 137Cs, 40K, 133Cs 濃度
137

Cs（Table 1）の平均濃度は地域間で有意な違いがあり（P <0.001, n = 3 〜 4, ANOVA）、KWM と HRN が40

高濃度であった。 K（Table 1）の平均濃度には有意な133違いがなかった（P = 0.455, n = 3 〜 4, ANOVA）。 Cs（Table 1）濃度は MAZ 内に濃度が 10 倍近く違う地点-1-1（MAZ-1 5 mg kg , MAZ-3 0.55 mg kg ）が あ る な ど、
同じ地域でも地点間の濃度の違いが大きいため、地域ごとの平均濃度に統計的に有意な違いはなかった（P =0.176, n = 3 〜 4, ANOVA）。しかし、濃度の範囲から

134

137

Cs / Cs 濃 度 比 の 平 均 値 と SD（ 地 点 数 ）は コ シ

アブラの当年シュートで TDM が 0.13 ± 0.01（n = 3）、

見 て、KWM、HRN は TDM、KNY よ り も 高 濃 度 と 考えられた。

KNY が 0.12 ± 0.01（n = 4）、MAZ が 0.18 ± 0.08（n = 3）、KWM が 0.14 ± 0.01（n = 4）、HRN が 0.12 ± 0.01（n =4）であった。同じくリターでは TDM が 0.12 ± 0.005、

3.4 土壌の容積密度（BD）, 137Cs, 40K, K +, 133Cs 濃度 , CEC,pH

KNY が 0.13 ± 0.003、MAZ が 0.14 ± 0.001、KWM が土壌の平均 BD（Table 1）は地域間で有意な違いがあ0.13 ± 0.004、HRN が 0.13 ± 0.004、土壌では TDM がり（P = 0.045, n = 3 〜 4, ANOVA）、TDM は他地域よ

0.12 ± 0.001、KNY が 0.12 ± 0.006、MAZ が 0.12 ± 0.011、

137
り BD が小さかった。 Cs（Table 1）の平均濃度はい

KWM が 0.13 ± 0.007、HRN が 0.13 ± 0.005 であった。

ずれも、地域間で有意な違いがあった（P = 0.038, n =検体の種類間（P = 0.261, ANOVA）、地域間（P = 0.428,

3 〜 4, ANOVA）。TDM、KNY、MAZ に比べ、HRN のANOVA）ともに値に有意な違いがないことから、食品濃度が高かった。KWM はの出荷制限の基準値にかかわることがらを除き、放射が大きく、統計的には有意とは言えなかった（P = 0.092性セシウムに関して以下では、て述べることとする。

137

Cs 濃度の結果につい137

Cs 各濃度の地点間の違い〜 0.146）が、値の範囲から見て、KWM も会津の 3 地
40

域（TDM, KNY, MAZ）より高濃度と考えられた。 K（Table 1）の平均濃度は地域間で有意な違いがなかっ+た（P = 0.319, n = 3 〜 4, ANOVA）。K （Table 1）の平Bulletin of FFPRI, Vol.18, No.2, 2019

清野嘉之

200

他

Table 1. コシアブラの広域調査の結果
Results of the wide-area survey of Eleutherococcus sciadophylloides.
Location

Component

Items

Air dose rate
(ADR)

1-m a.g.l. (μSv h )Current-year
shoot

134

Current-year
shoot

137

Current-year
shoot

40

Current-year
shoot

133

Cs CONC (mg dry-kg )Litter134

Cs CONC (Bq dry-kg )Litter137

Cs CONC (Bq dry-kg )Litter137

Cs DEP (kBq m )Litter40

Litter133

Cs CONC (mg dry-kg )Litter133

Cs DEP (μmol m )TDMTadami
n =3

cd

-1

Cs CONC (Bq dry-kg )-1

Cs CONC (Bq dry-kg )-1

K CONC (Bq dry-kg )
-1

-1

-1

bc

-1

K CONC (Bq dry-kg )-1-2

613 ± 59
(540–670)ab

720 ± 150
(570–870)

0.63 ± 0.28
(0.41–0.94)

a1.06 ± 0.59
(0.23–1.6)b

240 ± 165
(98–470)1058 ± 899(530–2100)b1867 ± 1306
(780–3700)b

2.4 ± 1.8
(0.55–4.4)

135 ± 119(65–270)147 ± 35
(110–180)n/s

1

pH (KCl)

3.2 ± 0(3.2)

Cs, litter to shoot-1(mg m μmol dry-kg )133

Cs Tag/ Cs Tag,
-1litter to shoot (μmol mg )20.039 ± 0.072(0.0055–0.31)b36 ± 11(23–49)253 ± 93
(190–360)b

5.9 ± 2.9
(2.9–8.7)b373 ± 100
(270–470)

30 ± 11(22–42)aba0.45 ± 0.10
(0.36–0.56)b

18 ± 9.9(11–29)307 ± 97
(190–360)b

8.6 ± 3.7
(5.7–14)b

228 ± 24
(210–260)b0.46 ± 0.13
(0.30–0.62)

a0.60 ± 0.13
(0.50–0.78)ab524 ± 295
(200–860)b

590 ± 562
(81–1300)

155 ± 85
(85–250)b4458 ± 4135
(680–10000)

b

3890 ± 2076
(1600–6200)

5.1 ± 2.1
(3.0–7.1)

b123.4 ± 55.0
(52–190)a132.7 ± 42.9
(78–170)487 ± 229
(340–750)

430 ± 275
(180–720)b0.49 ± 0.09
(0.39–0.61)

0.99 ± 0.29
(0.73–1.3)

abab

425 ± 50
(360–480)ab5.97 ± 4.82
(1.4–11)ab1.02 ± 0.32
(0.63–1.4)

b

b

a

0.022 ± 0.0021

0.64 ± 0.19
(0.41–0.88)
ab(0.019–0.024)

ab

0.020 ± 0.010(0.010–0.034)b

27 ± 18(12–43)b

38 ± 35(12–78)ab

60 ± 25(36–94)ab

69 ± 10(59–82)*45 ± 26(12–94)53 ± 15(36–63)41 ± 13(29–61)42 ± 12(29–53)37 ± 21(15–59)34 ± 10(20–43)n/s

41 ± 15(15–63)*4.7 ± 0.43
(4.0–5.4)*

3.1 ± 0.43
(3.1–4.5)*

0.072 ± 0.055(0.0020–0.211)*

0.27 ± 0.21
(0.011–0.90)*

0.88 ± 2.4(0.013–10)*

2.2 ± 2.1
(0.011–5.6)

23 ± 0(23)-1184 ± 68
(110–430)*

4.17 ± 0.06
(4.1–4.2)

1372

1.64 ± 2.60
(0.39–11)

pH (H2O)

Tag/Tag(160–220)

*

1

-1

2

384 ± 173
(180–750)

Soil

2

193 ± 13
(180–210)n/s

CEC (meq 100g )133

260.7 ± 68.7
(2.9–190)

1Tag

243 ± 163*

K CONC (mg 100g )Cs, litter to shoot

16 ± 20(0.55–76)

1991 ± 2803
(85–10000)

1(m dry-kg )188 ± 28**ab0.42 ± 0.16
(0.25–0.58)b-1

23 ± 8.3(12–30)10278 ± 11840(250–38000)(130–430)

0.012 ± 0.0020 0.011 ± 0.0059 0.151 ± 0.145(0.010–0.014) (0.0055–0.018) (0.025–0.31)

Cs, litter+soil to shoota

41 ± 24(23–76)*263 ± 380
(11–1300)

Cs DEP (μmol m )(m dry-kg )a

1362 ± 1571
(35–5000)

*

133

-1

a

27426 ± 9860 15211 ± 2866
(16000–38000) (13000–19000)*

0.45 ± 0.16
(0.21–0.78)

1

-1

a

a

1.9 ± 2.1
(0.65–4.3)

22047 ± 348(1700–2500)*

Cs CONC (cmolc kg )

2

b

a

0.61 ± 0.51
(0.063–1.6)

3.1 ± 2.9
(0.55–13)

133

137

3606 ± 1364
(2000–5000)

*

n/s

1

Tag

b

b

b

3.3 ± 1.6
(1.7–5.4)

Soil2

177 ± 220
(35–430)

1271 ± 1583
(250–3100)

0.071 ± 0.007(0.063–0.081)

589 ± 147
(310–870)

3.9 ± 1.9
(1.5–5.5)

40

137

b

b

a

*

5.2 ± 6.8
(0.79–13)

1

Tag0.84 ± 0.49
(0.42–1.4)

3177 ± 4296
(71–13000)

1.2 ± 0.61
(0.55–2.0)

Soil

Soil

ab

*

2.2 ± 0.76
(1.4–2.9)

Cs DEP (kBq m )Soil

0.41 ± 0.31
(0.20–0.77）423 ± 583
(20–1600)

1.79 ± 1.17
(0.38–5.00)

137

-2

c

428 ± 89
(310–510)

*

n/s

1

+

ab

c

0.26 ± 0.27
(0.04–0.90)

2.10 ± 0.24
(1.8–2.4)

Soil

Soil

703 ± 57
(650–780)

2173 ± 1342
(310–3500)

n = 18*2.58 ± 0.94
(1.7–3.9)

Cs CONC (Bq dry-kg )

+

b

c

P

2.28 ± 2.38
(0.55–5.00)

137

-1

a

a

0.96 ± 0.19
(0.77–1.2)

1+10691 ± 1737
(8900–13000)

All0.93 ± 0.56
(0.38–1.5)

Soil

Soil

158 ± 22
(140–190)

c

a

b

2

Cs CONC (Bq dry-kg )-11455 ± 163(1200–1600)

2bc

490 ± 139
(330–570)

134

K CONC (Bq dry-kg )270 ± 168
(35–420)c

250 ± 223
(71–500)

1-2a

37 ± 23(20–63)

bc

Soil

-1

0.68 ± 0.23
(0.35–0.90)

956 ± 420
(330–1200)b-10.29 ± 0.03
(0.26–0.33)cbc

0.25 ± 0.05
(0.21–0.31)(dry-g 100ml )0.09 ± 0.02
(0.08–0.11)386 ± 176
(270–590)

Bulk density, BD-10.06 ± 0.01
(0.04–0.07)b

HRN
Hirono
n =4

bc

1

Soil

KWM
Kawamatan =4114 ± 47
(44–150)

51 ± 18(38–71)2.7 ± 1.6
(0.85–4.0)-2

MAZ
Minamiaizu
n =3d0.08 ± 0.03
(0.05–0.10)-1

KNY
Kaneyama
n =4c4.48 ± 0.46
(4.0–5.1)cabc

4.50 ± 0.17
(4.4–4.7)b

5.03 ± 0.10
(4.9–5.1)

a5.10 ± 0.26
(4.8–5.4)

abc

3.57 ± 0.12
(3.5–3.7)b

4.13 ± 0.15
(4.0–4.3)

a4.15 ± 0.33
(3.7–4.5)a3.55 ± 0.33
(3.1–3.9)aba0.043 ± 0.024(0.023–0.070)

ab

0.107 ± 0.070(0.078–0.21)

0.020 ± 0.018(0.002–0.045)

0.16 ± 0.089(0.11–0.27)

ab

0.31 ± 0.12
(0.13–0.39)

a

0.13 ± 0.084(0.011–0.22)b0.33 ± 0.39
(0.078–0.91)b

0.026 ± 0.015(0.013–0.049)ab

3.9 ± 2.1
(0.81–5.6)

0.070 ± 0.023(0.048–0.094)

0.114 ± 0.051(0.058–0.17)

0.19 ± 0.12
(0.075–0.32)

ab

0.53 ± 0.29
(0.27–0.90)

a0.65 ± 0.54
(0.021–0.97)b0.25 ± 0.13
(0.11–0.41)ab

3.8 ± 5.5
(0.42–10)

ab

3.0 ± 2.5
(0.83–5.4)

1.4 ± 1.9
(0.20–3.6)

a

ab

b

0.20 ± 0.17
(0.011–0.34)ab

1.7 ± 0.92
(0.42–2.6)

b

b

b

a

平均 ± SD（範囲 )。TDM, 只見町 ; KNY, 金山町 ; MAZ, 南会津町 ; KWM, 川俣町 ; HRN, 広野町。CONC, 濃度 ;DEP, 沈着量。1 深さ 5 cm まで。2 不検出の場合は検出下限値で代用。* P ≤ 0.05, ANOVA. 減衰補正の基準日 : 1
Sept. 2017.
Mean ± SD (range). TDM, Tadami; KNY, Kaneyama; MAZ, Minamiaizu; KWM, Kawamata; HRN, Hirono; CONC,
concentration; DEP, deposition.
1
To a depth of 5 cm. 2 Some or all were replaced with the detection limits. * P ≤ 0.05, ANOVA. Decay correction, 1 Sept.
2017.
森林総合研究所研究報告 第 18 巻 2 号, 2019

コシアブラの放射性セシウム

201

均濃度は地域間で有意な違いがあり（P = 0.039, n = 3

は 地 域 間 で 有 意 な 違 い が あ り（P = 0.037, n = 3 〜 4,

〜 4, ANOVA）、HRN で 高 く、TDM と KNY は 低 か っ

ANOVA）、KWM、HRN は TDM、KNY より大きかった。

133+
た。 Cs （Table 1）の平均濃度は地域間で有意な違い

5 地域のうち、植栽木と野生木の試料を採取した 2 地
137があり（P = 0.014, n = 3 〜 4, ANOVA）、KNY で低かっ

域 に つ い て は、 植 栽 木 と 野 生 木 で リタ ー のた。MAZ は値が非常に大きく、かつ地点間の違いも大量（KWM, P = 0.394, n = 2; HRN, P = 0.680, n = 2; 対

きかった。CEC（Table 1）の平均値は地域間で有意な133
応のある 2 組の平均値の差の t 検定）、 Cs 沈着量（同Cs 沈 着違いがなかった（P = 0.551, n = 3 〜 4, ANOVA）。平均

KWM, P = 0.767, n = 2; HRN, P = 0.393, n = 2）、土壌のpH（Table 1）は地域間で有意な違いがあり（pH [H 2O],

137

P <0.001; pH [KCl], P = 0.002; ANOVA）、KWM、HRN

n = 2）、 133Cs + 沈着量（同 KWM, P = 0.988, n = 2; HRN,

で高く、TDM は低かった。

P = 0.263, n = 2）の各平均値に有意な差はなかった。

3.5 植栽木と野生木の比較

3.7［リター + 土壌］、リターから当年シュートへの面

明 ら か な 違 い は な か っ た。KWM と HRN の 植 栽 木と野生木（各 n = 2）を比較（対応のある 2 組の平均値
137

Cs 沈着量（同 KWM, P = 0.288, n = 2; HRN, P = 0.106,

移行係数［ リ タ ー + 土 壌 ］か ら 当 年 シ ュ ー ト へ の137

Cs の Tag

Cs 濃度の平均値（Table 1）は地域間で有意な違いがあり（P =（KWM, P = 0.851; HRN, P = 0.251）、 K 濃度（KWM,

0.049, n = 3 〜 4, ANOVA）、KNY で 大 き く、HRN は

P = 0.145; HRN, P = 0.773）に有意な違いはなかった。

小さかった。リターから当年シュートへの

133

133

の差の t 検定）したところ、当年シュートの40

Cs は KWM では野生木が植栽木より低濃度であった（P = 0.032）が HRN で は 有 意 な 違 い が な か っ た（P =137

Cs の Tag、Cs の Tag（Table 1）も同様に KNY で大きく、HRN は小さかった。

リターでは137

Cs 濃 度（KWM, P = 0.941; HRN, P =40

0.698）、 K 濃度（KWM, P = 0.312; HRN, P = 0.057）、
133

Cs 濃 度（KWM, P = 0.722; HRN, P = 0.293）の い ず

れも、植栽木と野生木間で有意な違いはなかった。
土 壌 で は、BD（KWM, P = 0.103; HRN, P = 0.172）、
137

Cs 濃度（KWM, P = 0.128; HRN, P = 0.057）、K + 濃度

133+
（KWM, P = 0.157; HRN, P = 0.423）、 Cs 濃度（KWM,

P = 0.171; HRN, P = 0.356）は有 意な違いはなかった。
40

K 濃 度 は KWM で 野 生 木 が 植 栽 木 よ り 高 濃 度（P =0.014）、HRN では有 意な違いはなかった（P = 0.423）。
CEC は KWM で植栽木が野生木より高く（P = 0.024）、
HRN では有意な違いはなかった（P = 0.747）。pH（H 2O）と pH（KCl）は植栽木が野生木より低いようであった。
P 値 が 0.05 を 下 回 っ た の は KWM の pH（KCl）（P =
0.038）だけであったが、KWM の pH（H 2O）や HRN のpH（KCl）でも植栽木で pH が低い傾向は同じで、KWMと HRN を込みにすると、植栽木で pH が有意に低かった。
（pH [H 2O], P = 0.018, n = 4; pH [KCl], P = 0.041, n = 4）
3.6 リターの 137Cs、 133Cs、土壌の 137Cs、 133Cs + 沈着量
リターの

137

Cs 平均沈着量（Table 1）は KWM と HRNが、会津の 3 地域より有意に多かった（P = 0.002, n = 3
133〜 4, ANOVA）。 Cs 平均沈着量（Table 1）は地域間に有意な違いがなかった（P = 0.466, n = 3 〜 4, ANOVA）。
土壌の

137

Cs 平 均 沈 着 量（Table 1）は KWM と HRNが、 会 津 の 3 地 域 よ り 有 意（P = 0.006, n = 3 〜 4,
ANOVA）に多かった。深さ 5 cm までの表層土壌にリ
ターの 2.6 倍（TDM）〜 6.6 倍（HRN）（地点ごとの値の平均）、5 地域の平均と SD で 4.6 ± 1.5 倍の存 在 し て い た。 土 壌 の

133

+

137

Cs が

Cs の 平 均 沈 着 量（Table 1）

Bulletin of FFPRI, Vol.18, No.2, 2019

Current-year shoot 137Cs conc. Bq dry-kg-1

0.383）。
100000y = 5926.5x0.8955
R² = 0.3217
10000

1000

100

10

0.01

0.1

1

ADR μSv h-1

Fig. 5. 空間線量率とコシアブラ当年シュート 137Cs 濃度との関係
Relationship between the air dose rate and the currentyear shoot 137Cs concentration of Eleutherococcus
sciadophylloides.
●只見町と南会津町, ▲金山町, ◆川俣町, ○広野
町. 減衰補正の基準日 : 1 Sept. 2017. 只見町と南会
津町は火山岩と堆積岩が複雑に入り組んでいる地域で、採取地点の土壌母材が現地調査でも明確でない場合があったことから分けなかった。
●TDM, Tadami and MAZ, Minamiaizu; ▲KNY,
Kaneyama; ◆KWM, Kawamata; ○HRN, Hirono.
Decay correction, 1 Sept. 2017. Tadami and Minamiaizu
were combined into one group because volcanic andsedimentary rocks were present as a complex mosaic
in soil materials at the sampling points and it was
sometimes difficult to distinguish them in the fieldsurvey.

清野嘉之

10
10

他

100
100

a
a

1
1

0.1
0.1

y = 0.2904x0.483
R²0.2904x= 0.4369
0.483
y=R² = 0.4369

133Cs
133dep.
LitterLitterCs dep.
μmol
μmol
m-2 m-2

137Cs
137current-y
Cs current-y
shoot
shoot
conc./litterconc./litter
dep.dep.
m2 kg
m2-1kg-1

202

0.01
0.1
1
10
100
0.010.01
0.01Current-year
0.1 shoot1133Cs conc.
10mg kg-1 100

a
a

10
10

1
1

0.1
0.1 0
0

20
40
60
80
20Soil K40
60 100g-180+ conc. mg
Soil K+ conc. mg 100g-1

10
10

b
b

1
1

0.1
0.1

y = 0.3952x0.4281
0.4281= 0.5748
y =R²0.3952x
R² = 0.5748

0.01
0.1
1
10
100
0.010.01
133
shoot
0.01 Cs current-y
0.1
1 conc./litter10 dep. 100-1 kg-1
133Cs current-y
m2 mgshootμmolconc./litterdep.
2m mg μmol-1133
kg-1
Fig. 6. コシアブラの当年シュート
Cs濃度 (a), 当年
133
シュート /リター Cs濃度比 (b) と当年シュート /137
リター Cs濃度比との関係
Relationships between the current-year shoot 133Cs
concentration (a) or current-year shoot/litter 133Cs
concentration ratio (b) and the current-year shoot/litter 137Cs concentration ratio in Eleutherococcus
sciadophylloides.

●只見町と南会津町, ▲金山町, ◆川俣町, ○広野
町. 減衰補正の基準日 : 1 Sept. 2017.
●TDM, Tadami and MAZ, Minamiaizu; ▲KNY,
Kaneyama; ◆KWM, Kawamata; ○HRN, Hirono.
Decay correction, 1 Sept. 2017.

133Cs
133conc.
Current-year
Current-year
shoot
shoot
Cs conc.
mg mg
kg-1kg-1

137Cs
137current-y
Cs current-y
shoot
shoot
conc./litterconc./litter
dep.dep.
m2 kg
m2-1kg-1

Current-year shoot 133Cs conc. mg kg-1

100
100

b
b

10
10

100
100

y = 1.2875e-0.024x= 0.2241-0.024xy =R²1.2875e
R² = 0.2241

1
1
0.1
0.1
0.01
0.01 0
0

20
40
60
80
20Soil K+40
60100g-1 80
conc. mg

100
100

Soil K+ conc. mg 100g-1+

Fig. 7. 土壌 K 濃度とリター 133Cs沈着量 (a), コシアブラ
133
当年シュート Cs濃度 (b) との関係
Relationship between the soil K + concentrationand the amount of litter 133Cs deposition (a) or thecurrent-year Eleutherococcus sciadophylloides shoot133
Cs concentration (b).
●只見町と南会津町, ▲金山町, ◆川俣町, ○広野
町.
●TDM, Tadami and MAZ, Minamiaizu; ▲KNY,
Kaneyama; ◆KWM, Kawamata; ○HRN, Hirono.

2

3.8 当年シュート 137Cs 濃度と生育地・生育状況との関係

き乗式による近似は有意であった（R = 0.7410, n = 18,

赤間ら（2017）にもとづき、7 月の当年シュートの放P <0.001）。リターの 137Cs 沈着量（R 2 = 0.5377, n = 18,

射性セシウム濃度が新芽の濃度と変わらないと仮定する

P <0.001）や［リター + 土壌］の 137Cs 量（R 2 = 0.7270,と、生重当たりの

134+137

Cs 濃度が食品の出荷制限の基準-1

値（100 Bq fresh-kg ）を超えると推定される当年シュー

n = 18, P <0.001）と の 関 係 で は R 2 が 低 下 し た。ADRと当年シュート

137

Cs 濃 度 は 正 の 相 関 関 係 に あ っ た

2トの検体は、TDM の 3 中 1、KNY の 4 中 4、MAZ の 3（Fig. 5）（R = 0.3217, n = 18, P = 0.014）が、値は回帰

中 1、KWM の 4 中 4、HRN の 4 中 3 であった。出現比

線の上下に大きくばらつき、かつ地域（TDM と MAZは異なるが、調査地域では依然として、野生コシアブラ

は火山岩と堆積岩が複雑に入り組んでいる土地にあり、の新芽の出荷制限が必要な状況にあると考えられた。

現地調査で採取地点の土壌母材が必ずしも明確でない

ADR は土壌の137

Cs 沈着量と密接な関係があり、べ場合があったことから地域を分けなかった）ごとに値
森林総合研究所研究報告 第 18 巻 2 号, 2019

a

10

a

1
1
0.1
0.1
0.01
0.01

10

100
Soil K+ conc. mg 100g-1

10

100

203

10

137Cs current-y shoot conc/litter dep. m2 kg-1

137Cs 137
Current-year
Current-yearshoot/littershoot/litterconc.
Cs conc.
ratio ratio

コシアブラの放射性セシウム

10

1

0.1

0.01
0.01

137Cs 137
Current-year
Current-yearshoot/littershoot/litterconc.
Cs conc.
ratio ratio

b

10
1

100

●只見町と南会津町, ▲金山町, ◆川俣町, ○広野
町. 実線はべき乗式の回帰線。破線は傾きと切片がともに 1 の場合を示す。減衰補正の基準日 : 1
Sept. 2017.
●TDM, Tadami and MAZ, Minamiaizu; ▲KNY,
Kaneyama; ◆KWM, Kawamata; ○HRN, Hirono. The
solid line is the regression line of the power equation.
The dashed line shows the case for which the slope andintercept both equal 1. Decay correction, 1 Sept. 2017.

0.1
0.1

+

10

Fig. 9. コシアブラの 133Cs 当年シュート濃度 / リター沈
137
着量比 (Tag) と Cs 同比との関係
Relationship between 133Cs and 137Cs in the ratio of thecurrent-year shoot concentration/the amount of litter
deposition (Tag) in Eleutherococcus sciadophylloides.

1

0.01
0.001
0.01
0.001

1

m2 mg μmol-1 kg-1

y = 0.0416x-0.504
R² = 0.2607
y = 0.0416x-0.504
R² = 0.2607

b

0.1

133Cs current-year shoot conc./litter dep.

Soil K+ conc. mg 100g-1
10

y = 0.3952x0.4281
R² = 0.5748

0.01

0.1

Soil K+ dep.
0.01 cmol m-2

0.1

++

-2
SoilKK沈着量
dep. cmol(b) mFig. 8. 土壌の K 濃度 (a),とコシアブラ当年
137
シュート /リター Cs濃度比との関係
Relationship between the soil K + concentration(a) or the amount of soil K+ deposition (b) and the
Eleutherococcus sciadophylloides current-year shoot/litter 137Cs concentration ratio.

●只見町と南会津町, ▲金山町, ◆川俣町, ○広野
町. 減衰補正の基準日 : 1 Sept. 2017.
●TDM, Tadami and MAZ, Minamiaizu; ▲KNY,
Kaneyama; ◆KWM, Kawamata; ○HRN, Hirono.
Decay correction, 1 Sept. 2017.

2
求めたところ、式の傾きは有意（R = 0.4597, P = 0.031[R 2 = 0.4823, P = 0.023]）で、 137Cs 面 移 行 係 数 は 当 年
シュート

133

Cs 濃 度 が 高 い と 大 き く な っ た（P = 0.007[P = 0.005], Fig. 6a）。土壌 133Cs + 濃度（P = 0.805 [P =0.843]）や土壌 K + 濃度（P = 0.520 [P = 0.525]）は有意な関係がなかった。また、リターから当年シュートへの133

Cs 面移行係数が大きい場合（Fig. 6b）に、137Cs のリターから当年シュートへの移行が進み易いと考えら
2れた（R = 0.5748, P <0.001）。Fig. 6a, b の傾向は、Fig.
6a の縦軸のリター 137Cs 沈着量を濃度に替えても（R 2 =0.5843, P <0.001）、Fig. 6b の 縦 軸 の リ タ ー 137Cs 沈 着が分かれる傾向が明らかであった。
当年シュート137

量、横軸のリター

Cs 濃 度 は、 リ タ ー

137

Cs 沈 着 量（R2= 0.6530 , n =18 , P <0.001）や土壌 137Cs 沈着量（R 2 =0.4933, n =18 , P = 0.001）と正の相関があり、べき乗式の傾きは有意であった。［リター + 土壌］沈着量（R2= 0.5869, n =18 , P <0.001）とすると、リター単独より
2

R が小さくなるので、土壌よりリターとの関係が強い。
リター

133

Cs 濃度とは殆ど相関がなかった（P = 0.578）。
133

133

+

+

133

Cs 沈着量をそれぞれ濃度に替えて2も（R = 0.5456, P <0.001）同様であった。
リター

133

Cs 沈着量は土壌 K + の濃度（r = 0.0508, Fig.

7a）や沈着量（r = 0.1866）と殆ど相関がなかった。当
年シュート

133

Cs 濃度を目的変数、土壌 133Cs + 濃度、土+壌 K 濃度を説明変数に重回帰分析を行ったところ、重回帰式は有意にならなかった（P = 0.071）が、土壌 K
濃 度 の P 値 は 0.025 と 小 さ く、 当 年 シ ュ ー ト

133

+

Cs 濃

2

+

Cs 濃度、土壌 K 濃

度は土壌 K 濃度（R = 0.2756, P = 0.025, Fig. 7b）や土

度の 3 者の間の相関は弱いか殆どなかった（r = -0.226

2
壌 K+ 沈着量（R = 0.3390, P = 0.011）と負の比例関係〜 -0.145）。そこでこの 3 者を説明要因とし、リター（あにあった。土壌 K 濃度が高い HRN（Fig. 7a 白丸）で当年シュートCs 濃度、土壌

るいは［リター＋土壌］）から当年シュートへの

137

Cs 面

移行係数を目的変数に、値を対数変換して重回帰式を
Bulletin of FFPRI, Vol.18, No.2, 2019+は、 リ タ ー の133

Cs 沈 着 量 の 範 囲 に 特 段 の 特 徴 は な いにもかかわらず当年シュートの133

Cs 濃 度 は 低 か っ た

清野嘉之

204
+

（Fig. 7b）。 土 壌 K 濃 度 が 低 い KNY（Fig. 7a 黄 三 角 ）では、リターの133他

ターから当年シュートへの Tag）は137

Cs 当年シュート

137

Cs 沈着量は少ないにもかかわらず当濃度 / リター沈着量比（ Cs のリターから当年シュー

Cs 濃度は高めであった（Fig. 7b）。土壌

トへの Tag）と正の比例関係にあった（Fig. 9）。いずれの K 濃度（Fig. 8a）、あるいは沈着量（Fig. 8b）と当年の比も土壌の K 濃度が低い KNY で大きく、土壌の K

年シュート

133

+

シュート / リター

137

Cs 濃度比との関係を求めたところ、++濃度が高い HRN では小さい傾向があった。

K + 濃度では傾向が明瞭でなかった（P = 0.085）。しか+し、 土 壌 の K 沈 着 量 が 多 い と 当 年 シ ュ ー ト / リ タ ー
137

3.10 コシアブラの当年シュートの 133Cs、 137Cs 濃度の2

Cs 濃度比は小さく（R = 2607, P = 0.030）、リターから当年シュートへの

137

季節変化
春 か ら 秋 に か け て、 当 年 シ ュ ー ト のCs の移行（根吸収）が減ることが示唆された。

133

Cs 濃 度 は あ

まり変わらない個体（Fig. 10, EK1）と下降傾向にある

40
133
当年シュートの K 濃度と Cs 濃度との関係は近似
2

137
個体（Fig. 10, TE3, TE5, TE12）があった。 Cs 濃度は

式の傾きは有意にならなかった（R = 0.1613, n = 18, P

上昇する個体（Fig. 10, EK1）、あまり変わらない個体= 0.099）が、両者の間には正の相関（r = 0.404）関係が（Fig. 10, TE5）、下降する個体（Fig. 10, TE3, 12）があ40
137あった。当年シュートの K 濃度と Cs 濃度との間にり傾向はさまざまであった。

2

特段の関係は認められなかった（R = 0.0013, n = 18, P= 0.667）。

3.11 個体バイオマスと樹体内の 133Cs と 137Cs の分布

3.9 コシアブラ当年シュートの 137Cs 濃度の経年的変化〜 4%、果 序 が 0 〜 0.1%、post-3.11 枝・ 幹 が 2 〜 6%、個体バイオマスは 8.8 〜 420 kg（Table 2）で、葉が 1
ante-3.11 枝・幹が 70 〜 77%、根が 21% を占めた。個の方向
Cs 当年シュート濃度 / リター沈着量比（ 133Cs のリ

133Cs

100

5/1

6/1

7/1

8/1

9/1

10/1

Cs 量 は 170 〜 5300 µg（Table 2）で、 う ち 葉 が 3

10000

137Cs

EK1

1000

10

133

137Cs conc. (Bq dry-kg-1)

137Cs conc. (Bq dry-kg-1)

133Cs conc. (μg dry-kg-1) or

10000

体

133Cs conc. (μg dry-kg-1) or

133

1000
137Cs

100
133Cs

10

11/1

TE3

5/1

6/1

7/1

10000

TE5

137Cs

100

10

133Cs

5/1

6/1

7/1

8/1

9/1

Date in 2015

10/1

11/1

137Cs conc. (Bq dry-kg-1)

1000

133Cs conc. (μg dry-kg-1) or

137Cs conc. (Bq dry-kg-1)

133Cs conc. (μg dry-kg-1) or

10000

8/1

9/1

10/1

11/1

Date in 2015

Date in 2015

TE12

137Cs

1000

133Cs

100

10

5/1

6/1

7/1

8/1

9/1

10/1

11/1

Date in 2015

Fig. 10. コシアブラ当年シュート 133Cs、137Cs濃度の季節変化（赤間ら 2017にデータ追加）
Seasonal change in the 133Cs (broken line) and 137Cs (solid line) concentrations in current-year shoots ofEleutherococcus sciadophylloides (data added to Akama et al. 2017).
133
137
破線が Cs、実線が Cs。5, 6 月は新芽、7、9 月は緑葉と当年枝、10–11 月は黄葉と当年枝を検体とした。
EK1, TE3, 5, 12 は Table 2 と同じ。減衰補正の基準日 : 1 Sept. 2017.
The May and June samples were sprouts, those for July and September were current-year branches with green leaves, andthose for October and November were current year branches with yellow leaves. EK 1, TE 3, 5, and 12 are the same as in
Table 2. Decay correction, 1 Sept. 2017.
森林総合研究所研究報告 第 18 巻 2 号, 2019

コシアブラの放射性セシウム

205〜 10（5.9 ± 3.4, 平均 ± SD）%、果序が 0 〜 1（0.3 ± 0.5）

kg -1）。また、事故とは関係のない 133Cs 濃度に大きな個%、post-3.11 枝・幹が 1 〜 6（3.3 ± 2.2）%、ante-3.11 枝・体差があり、TE12（190 μg dry-kg ）は他個体（19 〜 33

幹が 29 〜 63（39 ± 16）%、根が 23 〜 66（52 ± 19）%を占めた。個体

137

-1

-1

μg dry-kg ）より個体濃度が一桁高かった（Table 3）。
個 体

Cs 量は 240 〜 490000 Bq（Table 2）で、137

Cs/ 133Cs 濃 度 比 は EK1 で 66 Bq µg -1, TE3,

うち葉が 1 〜 15（5.7 ± 4.9）%、果序が 0 〜 0.7（0.2 ± 0.3）

TE5, TE12 はそれぞれ 1.4, 2.1, 0.86 Bq µg -1 であった。

%、post-3.11 枝・幹が 1 〜 6（2.6 ± 2.0）%、ante-3.11 枝・

137
133
部位間で比べると、 Cs と Cs の濃度はおおむね正幹が 28 〜 65（49 ± 14）%、根が 24 〜 56（43 ± 13）%の相関関係にあった（Fig. 11）が、細かく見ると、濃133を占めた。 Cs を測定した 4 個体（Table 3, Fig. 11）に

度 比 は、 事 故 時 に 存 在 し、 外 気 に 曝 さ れ て い た ante-133

ついて見ると、 Cs と137

Cs の濃度は器官間で違いがあ-1

3.11 幹、 枝 の 外 樹 皮 で 目 立 っ て 大 き く（EK1, 550 〜り、 葉（ そ れ ぞ れ 61 〜 520 µg dry-kg , 67 〜 5200 Bq

1200 Bq µg -1; TE3, 1.8 〜 3.2; TE5, 4.6 〜 12; TE12, 0.92

dry-kg -1）や果序（210 µg dry-kg -1, 8900 Bq dry-kg -1）、根〜 1.8）、リターの濃度比（EK1, 400 Bq µg , TE3, 3.1;

-1

-1

（22 〜 520 µg dry-kg , 31 〜 3200 Bq dry-kg ）で高く、-1-1枝（12 〜 130 µg dry-kg , 55 〜 1600 Bq dry-kg ）や 幹
-1

-1

（11 〜 78 µg dry-kg , 23 〜 1100 Bq dry-kg ）は低かっ-1

TE5, 3.5; TE12, 4.7）な み で あ っ た。 濃 度 比 は、 137Cs
が事故後に転流によってもたらされたと考えられる葉（EK1, TE5）、 当 年 枝 の 外 樹 皮（EK1, TE5）・ 材（EK1,た。 幹 の 部 位 に つ い て 見 る と、 外 樹 皮、 内 樹 皮、 辺TE3, 12）、ante-3.11 幹の心材（EK1, TE5, 12）、根の皮

材、心材の順に濃度が下がった（Fig. 11, 例えば、EK1（EK1, TE3, 5, 12）や材（EK1, TE5）では小さい場合が133の幹上・中・下部の平均 ±SD, n = 3 では、 Cs 濃度があった（Fig. 11）。

外樹皮 68 ± 11、内樹皮 22 ± 8、辺材 10 ± 4、心材 7 ±1 µg dry-kg -1、137Cs 濃度が外樹皮 59065 ± 16655、内樹皮 1152 ± 180、 辺 材 372 ± 70、 心 材 273 ± 29 Bq dry-Nov. with yellow leaves
Current-y branch outer b.
Current-y branch inner b.

Ante-3.11 stem sapwood
Ante-3.11 stem
sapwood

Root w.
Post-3.11>1-yAnte-3.11 stem
branch outer b.
inner b.
Post-3.11>1-yCurrent-y branch w.

Ante-3.11 stem
branch w.
heartwood
Ante-3.11 branch w.
Ante-3.11 upper stem outer b.

1

10000

10

100

Ante-3.11 branch inner b.
Post-3.11>1-y branch inner b.

Current-y branch wood
Post-3.11>1-ybranch w.
Ante-3.11 branch w.
Ante-3.11 stem
heartwood

11000

Oct. withyellow leaves

LitterRoot b.
June sprouts
Current-y shoots
Root w.
Post-3.11>1-y branchouter b.
Current-y branch inner b.
Ante-3.11 stem inner b.

Ante-3.11 stem sapwood

10

100

133Cs conc. (μg dry-kg-1)

1000

Oct. with yellow leaves
Post-3.11>1-y branch outer b.
Post-3.11>1-y branch inner b.

Ante-3.11 stem sapwood

1

10

100

Current-ybranch
inner b.

LitterRoot b.
June sprouts
Current-y shoots

Post-3.11>1-ybranch outer b.

Current-y branch outer b.

Ante-3.11 stem inner b.

Root w.
Ante-3.11 branch inner b.

Post-3.11>1-ybranch w.

Post-3.11>1-y branch inner b.

Ante-3.11 stem sapwood

10

1000

Oct. with yellow leaves

Ante-3.11 lower
stem and branchouter barks

100

Ante-3.11 branch w.

133Cs conc. (μg dry-kg-1)

TE12

1000

10

June sprouts
Root b.
Current-y shoots

Root w.

Ante-3.11 stem heartwood

1

LitterAnte-3.11 stem inner b.
Current-y branch wood
Ante-3.11 stem sapwood

100
10Current-y branch outer bark
Current-y branch inner b.
Ante-3.11 lower stem andbranch outer b.

TE3

10000
Ante-3.11 lower
stem and branchouter barks

Current-y branch outer b.

100

1000

133Cs conc. (μg dry-kg-1)

TE5

1000

10

Root b.
May sprouts
Current-y shootPost-3.11>1-y branch inner b.

Ante-3.11 branch inner b.

1000

Gynophore

137Cs conc. (Bq dry-kg-1)

10000

10000

Litter
Fruit

100

137Cs conc. (Bq dry-kg-1)

Ante-3.11 lower
stem and branchouter bark

EK1

137Cs conc. (Bq dry-kg-1)

137Cs conc. (Bq dry-kg-1)

100000Current-y branch w.
Ante-3.11 branch w.
Ante-3.11 stem heartwood

100

1000

133Cs conc. (μg dry-kg-1)

10000

Fig. 11. コシアブラの部位、リターの 133Cs 濃度と 137Cs 濃度との関係（赤間ほか 2017 にデータを追加）
Relationship between the 133Cs and 137Cs concentrations in Eleutherococcus sciadophylloides and litter (data added to
Akama et al. 2017).
EK1, TE3, 5, 12 は Table 2 と同じ。用語については Fig. 3 を参照。減衰補正の基準日 : 1 Sept. 2017.
EK 1, TE 3, 5, and 12 are the same as in Table 2. See Fig. 3 for terms. Decay correction, 1 Sept. 2017.

Bulletin of FFPRI, Vol.18, No.2, 2019

清野嘉之

206

他

Table 2. コシアブラの破壊調査の結果
Results of the destructive sampling survey of Eleutherococcus sciadophylloides: biomass and the amounts of 133Cs and137
Cs per tree.
-1 1

Organ

StatusPart

Leaf
Infructescence
Branch Current-year
Branch Current-year
Branch Current-year
Branch Other Post -3.11
Branch Other Post -3.11
Branch Other Post -3.11
Branch Ante -3.11
Branch Ante -3.11
Branch Ante -3.11
Stem
Current-year
Stem
Current-year
Stem
Current-year
Stem
Other Post -3.11
Stem
Other Post -3.11
Stem
Other Post -3.11
Stem
Ante -3.11
Stem
Ante -3.11
Stem
Ante -3.11
Stem
Ante -3.11
Root
Root
Total

1
1

Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Heartwood
Bark
Wood

Biomass (kg tree )Kawauchi V.
TDM, Tadami T.
EK1
EK2
EK4
TE3
TE5
TE12
1.3
4.8
1.4
0.19
0.17
0.71
0.26
0.013
0.049
0.12
0.15
0.062
0.010
0.013
0.055
0.10
0.12
0.041
0.00610.0090
0.045
0.18
0.25
0.10
0.012
0.021
0.11
0.59
1.4
0.19
0.029
0.043
0.13
0.60
1.2
0.12
0.013
0.035
0.14
2.9
5.5
0.52
0.093
0.13
0.52
1.2
1.5
1.1
0.032
0.069
0.16
3.2
3.2
1.6
0.025
0.053
0.21
19
19
10
0.15
0.32
0.76
0.00550.00480.00110.00100.00140.00610.00440.00400.00072
0.000640.00100.00490.011
0.00810.00180.00200.0031
0.016
0.037
0.044
0.00330.00480.0064
0.019
0.038
0.038
0.00220.00220.0051
0.020
0.19
0.18
0.00930.015
0.0031
0.074
1.7
3.1
0.48
0.20
0.30
0.31
12
30
3.3
0.35
1.0
1.1
77
150
20
3.6
8.5
8.4
49
110
7.5
2.3
2.4
2.4
8.3
16
2.3
0.21
0.56
0.81
35
70
9.8
1.6
2.8
3.1
210
420
59
8.8
16
19

Kawauchi V.
EK1
150
55
9.2
3.3
6.6
25
20
25
48
68
120
0.42
0.15
0.42
1.6
1.2
1.6
120
220
830
340
1900
1300
5300

133

-1

0.91
0.50
0.39
1.7
0.20
5.0
1.7
1.4
1.9
0.095
0.052
0.064
0.29
0.033
0.84
15
20
51
14
20
19
170

0.73
0.38
0.24
2.1
0.76
1.4
3.8
1.7
2.9
0.082
0.043
0.036
0.31
0.11
0.033
19
30
88
13
140
210
540

137

Cs (μg tree )TDM, Tadami T.
TE3
TE5
TE12
12
18
370

-1 2

Cs (Bq tree )Kawauchi V.
TDM, Tadami T.
EK1
EK2
EK4
TE3
TE5
TE12
7000
6200
8200
13
46
470
2300
28
610
0
0
0
410
130
300
1.3
1.7
20
240
96
200
2.2
0.90
13
260
110
240
0.48
0.72
12
2200
1300
570
2.2
4.4
22
1100
1000
330
0.25
2.6
21
1500
1100
460
6.3
3.2
24
26000
20000
32000
3.2
18
39
4800
1600
3100
1.9
5.0
35
6400
1500
4600
2.6
6.2
40
19
4.4
5.3
0.13
0.20
2.2
11
3.1
3.5
0.23
0.10
1.4
16
3.7
4.2
0.080
0.11
1.7
140
41
10
0.36
0.66
3.2
73
33
5.8
0.042
0.38
3.0
96
35
8.1
1.1
0.077
3.4
100000140000
19000
47
190
110
13000
9300
3600
25
62
180
31000
22000
11000
61
170
380
13000
12000
2100
17
28
82
83000
160000
23000
25
230
760
57000
110000
16000
32
360
930
350000490000120000
240
1100
3200

20
11
18
27
30
27
42
41
57
2.2
1.2
2.6
3.9
4.3
3.8
74
210
520
130
1100
1000
3700

Oct.–Nov. 2015. 2 減衰補正の基準日 : 1 Sept. 2017
Oct. to Nov. 2015. 2 Decay correction, 1 Sept. 2017.
4. 考察

ことを示唆する。

4.1 コシアブラの個体サイズが放射性セシウムの代謝
4.2 コシアブラの樹体内の放射性セシウムの分布の特に及ぼす影響
伐倒調査時の調査個体の地上高 0.5 m の幹齢は EK1,

徴
山菜にする新芽と 7 月の当年シュートの間で2, 4 が 33 〜 42 年、TE3, 5, 8 は 24 〜 32 年で、雪圧に

137

Cs 濃

よる TE の根元の倒伏を考慮すると樹齢は 40 数年程度

度は大きくは違わないと考えられた（Fig. 10）。5, 6 月

で大差なく、どの調査個体も植栽アカマツ（47 年生）の検体は展葉がやや進んでいたので、展葉開始直後のやスギ（42 年生）のための下刈り終了後に大きく育っ新芽では濃度がより高かった可能性はあるが、新芽とたものと考えられる。調査個体の伐採前数年間の幹の成葉を持つ当年シュートの間で年輪幅は個体ごとに比較的揃っており、成長が急に盛大きくは違わないと考えられる。フキで見られるようんになったり、衰えて毎年の代謝が目立って変化したな夏期の顕著な濃度上昇（清野・赤間 2015, 2017, 清野

りすることはなかったようである。一方、木の成長にら 2018c）はコシアブラでは認められなかった。コシアは個体によって比較的大きな違いがあった。EK1 は林

ブラは草本のフキと比べて植物体の寿命が長く、個体冠木でサイズが大きく、TE3, 12 は林冠木、EK4, TE5の現存量が大きい。代謝回転率が小さいので、季節には亜高木でサイズは小さかった。TE12 は EK1, TE3, 5

よる高温で

より

133

Cs 濃度が高く、TE3, 5 より
137

た（Fig.11）。 し か し、 Cs と

133

137

Cs 濃度が高かっ

Cs の 濃 度 比 の 部 位 間

137

133

Cs や 137Cs の濃度は

Cs 吸収量が増加（Burger and Lichtscheidl2018）し て も 植 物 体 全 体 の 濃 度 上 昇 が 目 立 た な い ので あ ろ う。Ante-3.11 幹・ 枝 の 外 樹 皮 の137

Cs 濃 度 が 高の 違 い は EK1 と TE3, 5, 12 と で 大 き く は 変 わ ら ず、い（Fig. 11）理由は、事故直後に樹体に直接付着した

133

137

Cs や 137Cs の代謝に関して今回観測された範囲では個体サイズの影響は明らかでなかった。
137

濃度が外樹皮 → 内樹皮 → 材の順に下がる傾向（Table

Cs の植物体内の分布に個体サイズが及ぼす影響に

関 し て、 事 故 翌 春 の 2012 年 の 新 芽 の137

Cs の一部が樹皮に残存しているからであろう。 137Cs

Cs 濃 度 で も、

3, Fig. 11）は、スギでも報告されており（Coppin et al.
2016, Yoschenko et al. 2016, 高野 2017）、事故時に外樹137

個体サイズはあまり関係がないようであった。すなわ

皮に付着したち、近接する林冠木と稚樹を調べたハリギリやコシア

心方向に拡散し、内樹皮や材の濃度を上昇させている

ブ ラ の 例（Kiyono and Akama 2013） で は 新 芽 の

137

Cs

137

Cs が、樹皮表面から吸収されて材の中ことを想わせる。しかし、同じ傾向は

133

Cs でも認めら

濃 度 に 大 差 は な か っ た。 Cs 濃 度 は、 集 水 地 に 生 育れる（Table 3, Fig. 11）ことから、そうとは限らないよする個体の方が高い傾向があった（清野・赤間 2013,

うで、根から吸収された

Kiyono and Akama 2013）。これらは事故直後には水に結果とも考えられる（赤間ら 2017）。

溶け易い

137

Cs の 割 合 が 高 く（Adachi et al. 2013）、 林

内水や地表流下水などとともに移動した植物に吸収され易い形態の137

Cs が林内の小さい個体にも届いていた

137

137

Cs が転流により配分された

Cs/ 133Cs 濃 度 比 を 部 位 間 で 比 べ る と、EK1 は、 赤間ら（2017）の報告と同様、根や心材の濃度比が個体全体の比より小さく、葉も春から夏にかけて比が小さ
森林総合研究所研究報告 第 18 巻 2 号, 2019

コシアブラの放射性セシウム

207

Table 3. コシアブラとリターの 133Cs、137Cs 濃度
Results of the destructive sampling survey of Eleutherococcus sciadophylloides and litter: 133Cs and 137Csconcentrations.
133

Organ

StatusPart

Leaf
InfructescenceKawauchi V.
EK1
110
210

-1

Cs conc. (μg d-kg )TDM, Tadami T.
TE3
TE5
TE12
61
110
520
-

137

Kawauchi V.
EK1
5200
8900

-1 1

Cs conc. (Bq d-kg )TDM, Tadami T.
TE3
TE5
TE12
67
270
660
-

BranchCurrent-year
BranchCurrent-year
BranchCurrent-year
BranchOther Post -3.11
BranchOther Post -3.11
BranchOther Post -3.11
BranchAnte -3.11
BranchAnte -3.11
BranchAnte -3.11
Branch subtotal

Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood

76
35
37
43
32
8.5
40
21
6.3
12

93
81
33
60
15
54
53
54
13
37

57
42
12
49
22
11
55
32
9.3
20

360
250
160
210
210
51
270
160
60
130

3400
2500
1400
3700
1900
520
22000
1500
340
1600

130
360
41
75
19
68
97
73
17
55

140
100
35
100
75
25
250
94
20
62

350
280
110
170
150
45
250
160
52
110

Stem
Current-year
Stem
Current-year
Stem
Current-year
Stem
Other Post -3.11
Stem
Other Post -3.11
Stem
Other Post -3.11
Upper stem Ante -3.11
Upper stem Ante -3.11
Upper stem Ante -3.11
Upper stem Ante -3.11
Middle stem Ante -3.11
Middle stem Ante -3.11
Middle stem Ante -3.11
Middle stem Ante -3.11
Lower stem Ante -3.11
Lower stem Ante -3.11
Lower stem Ante -3.11
Lower stem Ante -3.11
Stem
Ante -3.11 subtotal
Stem
Ante -3.11 subtotal
Stem
Ante -3.11 subtotal
Stem
Ante -3.11 subtotal
Stem subtotal

Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Heartwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Heartwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Heartwood
Outer bark
Inner bark
Sapwood
Heartwood

76
35
37
43
32
8.5
59
30
8.0
8.0
80
21
15
8.3
64
15
7.2
5.8
71
19
11
6.9
11

93
81
33
60
15
54
65
48
12
8.2
87
66
17
6.0
74
57
15
6.2
16

57
42
12
49
22
11
59
27
11
72
32
10
5.1
63
30
10
5.1
12

360
250
160
210
210
51
200
160
60
74
310
220
63
48
240
190
62
55
78

3400
2500
1400
3700
1900
520
53000
1400
290
290
46000
1100
430
280
78000
1000
390
240
58000
1100
400
260
1100

130
360
41
75
19
68
210
59
14
10
260
81
20
7
220
70
17
7
23

140
100
35
100
75
25
720
62
15
420
62
24
11
610
62
21
11
37

350
280
110
170
150
45
360
130
34
30
360
190
49
35
350
160
46
34
62

Root
Root
Root subtotal

Bark
Wood

230
37
74

95
12
22

260
75
110

1300
320
520

9900
1600
3200

120
20
31

410
130
170

930
290
430

25
1.15
140

19
0.65
430

33
1.11
500

190
1.00
630

1600
2.19
55000

27
1.11
1400

68
1.28
1800

160
0.94
3000

Total
CV
-2

Litter (d-g m )11

減衰補正の基準日 : 1 Sept. 2017.
Decay correction, 1 Sept. 2017.

い傾向が認められた。しかし、TE3、5、12 では、根、の影響は及ぼしていないようである。

心材、葉それぞれ 3 中 2 個体は個体全体の比より小さかったが、1 個体では大きく、明瞭な傾向は得られなかった（Fig. 11）。TE3, 5, 12 個体は EK1 よりもサイズが小さいこと、また、EK1 と比べ TE3, 5, 12 個体は事故により加わった137

Cs の量（沈着量）が 60 分の 1 から 10 分の 1 と少なかったことから、コシアブラ個体内での137

Cs の拡散が早く進んだのかも知れない。個体構

成部位間の

137

Cs 濃度の変動係数（CV）は EK1 が 2.19、

4.3 コシアブラの新芽の放射性セシウム濃度に影響を及ぼす要因
コシアブラの当年シュートの
土壌の

137

137

Cs 濃 度 は リ タ ー とCs 沈 着 量 と 関 係 が 深 か っ た。 フ キ（ 清 野 ら

2018c）でも同様の傾向が報告されている。一方、ゼンマイ（清野ら 2016）で密接な関係があったのはリター、ワラビ（清野ら 2018a）では土壌の137

Cs 濃度であった。

TE3、5、12 は 0.94 〜 1.28 と TE は小さかった（Table 3）。

新芽の濃度に影響を及ぼす環境構成要素は、恐らく根133

圏の違いを反映して、植物の種類によって異なる場合

また、TE12 は植物体内のCs 濃度が他個体より著し

137
く高く（Table 3, Fig. 11）、 Cs が吸収され易い条件にあったが、そのことは

137

Cs 濃度の部位間の違いに特段

Bulletin of FFPRI, Vol.18, No.2, 2019があると考えられる。
コシアブラの当年シュート133

Cs 濃 度 は、 リ タ ー

清野嘉之

208
133

Cs や土壌 133Cs + 濃度とはあまり関係がなく、土壌 K +他

た が い、 小 さ め の137

Cs / 133Cs 濃 度 比 が 大 き く な っ て、の沈着量やと負の比例関係（Fig. 7）を持った。土壌の他の部位の比率に近づく可能性がある。そのとき、樹K + は植物による 133Cs の根吸収において競合する（小体の+林 2013）。土壌の K 濃度が高い生育地ではコシアブラの当年シュート137

137

Cs 総量が減らなければ、根と葉の 137Cs 濃度は上昇していくであろう。コシアブラの新芽の濃度が、Cs 濃度も低い傾向があった。土壌に放射能事故の影響を受けた地域で経年的に上昇していK + が多い HRN 注 1）（69 ± 10（59 〜 82）mg 100g -1, Table

る（清野・赤間 2018）事実がある。また、現在の葉 /1）では当年シュートへの故で降下した137

133

Cs の移行率が小さく、事Cs もコシアブラに移行しにくかったと
+

リター

137

Cs 量比（Fig. 5b, 9）が、 133Cs の量比に近づいていくとすると、Fig. 9 の実線の関係は反時計回りに考えられる。一方、土壌に K が少ない KNY（27 ± 18

回転するのであろう。実線で示される関係にいつまで-1133（12 〜 43）mg 100g , Table 1）では、 Cs が当年シューに、どう近づくのか分からないが、将来、コシアブラ

137

トに移行し易く、 Cs も移行し易かったと考えられる。

+の新芽の濃度は HRN のような土壌の K 濃度の高い林+

地では今より低く、KNY のような K 濃度の低い林地
では今より高くなることも考えられる。

4.4 コシアブラの新芽の放射性セシウムの将来
133

Cs と 比 べ 137Cs の 質 量 は 3 ％ 大 き い（137/133）だ5. 結論

けで、生態系内における挙動に大差はないと考えられる（農林水産省農林水産技術会議事務局 2017, Tsukada

133

Cs と 137Cs の 比 較 調 査 の 結 果、 樹 体 に 取 り 込 ま れ

et al. 2002）。また、調査地の 137Cs の大半は福島第一原

た

子力発電所事故により新たに野外環境に加わったものの新たな吸収を通じて、コシアブラの新芽の放射性セ137であるが、 Cs の質量は調査地では

133

Cs の数 10 万分

137

Cs の部位間の移動（転流）や、根などからの 137Cs

シウム濃度が今後上昇する場合があることが分かった。

137
133の一から数万分の一の微量で、 Cs の追加により Cs

野生コシアブラの山菜生産は、自然条件で土壌に K がの挙動が有意に変わることは考えにくい。一方、事故多い土地が適地と考えられる。K が少ない土壌では K

137

+

+

+

Cs 濃度が施用により土壌の K 濃度を高められる場合があるが、経年的に上昇しており、放射性 Cs は心材の垂直、水平

施用をすることの価値は K が少ない理由にもよろう。

方向に均一化する方向に年々推移している（小川 2015,

本研究で示した知見や仮説を検証する、さらなる研究2016）。コシアブラの樹体内でもスギと同様のことがが必要である。

の影響が及んだ地域のスギで、立木の心材+

起きている可能性が高い。セシウムは植物の必要元素ではなく、植物が積極的に吸収・保持するのではなく、

謝

辞

カリウムなど必要物質を植物が代謝するなかでそれと林野庁林政部経営課特用林産対策室、福島県林業振のバランスにより変化していると考えられる。このよ

興課、南会津農林事務所、相双農林事務所富岡林業指うに受動的ではあっても137

Cs の挙動が傾向を持つ場合+

導所、福島県森林組合連合会、只見町森林組合、会津がある。例えば、フキでは、K 濃度は季節変化が比較

若 松 地 方 森 林 組 合、 南 会 津 森 林 組 合、 布 沢 共 用 林 組

的小さく、濃度は葉柄 > 葉身であることが多いのに対合、 林 野 庁 関 東 森 林 管 理 局 会 津 森 林 管 理 署 南 会 津 支

137
して、 Cs 濃度は変動がより大きく、葉柄 < 葉身であ署、磐城森林管理署の関係各位には試験設計、現地調ることが多かった（清野・赤間 2015）。

査において便宜を図って頂いた。森林研究・整備機構
137

Cs 面

森林総合研究所木材研究部門木材加工・特性領域には

移行係数（Tag）は、 Cs の Tag と正の相関があり（Fig.

検体の材を加工して頂いた。同森林研究部門立地環境6b）、 133Cs が移行し易い条件では 137Cs も移行し易いと研究領域長倉淳子氏にはリターからコシアブラの当年シュートへの
133

137

133

Cs の分析方法についてご指Cs は十分な導を頂いた。同戦略研究部門災害復興・放射性物質研

Cs と 同 様 の 部 位 固 有 の 時 空 間 分 布 を究拠点の各位には検体の調整と放射性セシウムの測定示すであろう。しかし、事故から調査時までの数年間をして頂いた。以上の皆様に、感謝の意を表する。本考えられた。コシアブラに取り込まれた
時間の後にはCs が 133Cs の分布に近づく段階にあると考えられ研究は日本特用林産振興会のきのこ原木等の放射性物る。供給源との距離や通道組織の発達の違いによって質調査事業の一環として実施した。また、JSPS 科研費

は

137

133

移動には遅速があるであろう。

137

Cs / 133Cs 比は、部位JP15K07496 の助成を受けた。

ごとの代謝の遅速の状態を反映した値と考えられる。
Cs と 137Cs の濃度

注 1）産業技術総合研究所の地球化学図（https://gbank.

比を部位ごとに求め、部位間で比べることにより、各

gsj.jp/geochemmap/gmaps/map.htm）によると HRN は

そこで、植物体内に取り込まれた部位における
137

137

133

Cs の 133Cs 分布への接近の程度を知り、K 2O の 濃 度 も 高 い（1.525 〜 1.769% の ク ラ ス ）。 しCs の今後を予測できると考えられる。

か し、K 2O 濃 度 は KNY で も 高 い の で、K 2O 濃 度 で

個 体 内 の 部 位 別 濃 度（Table 3, Fig. 11）を 比 較 す る

はコシアブラの当年シュートへのと、生態系内での平衡に向けて

137

Cs の移行が進むにし

133

Cs の移行率の違いをうまく説明できない。
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物体への

137

Cs の供給源の分布は必ずしも同じではなく、産業技術総合研究所地質調査総合センター（2015）20 万分

ADR と植物体の 137Cs との関係は間接的である。一般に、の 1 日本シームレス地質図 2015 年 5 月 29 日版. 産業

放射性物質の絶対量が多いのは土壌なので、ADR は土技術総合研究所地質調査総合センター, https://gbank.

壌の放射性物質量の影響を強く受ける。一方、植物体のgsj.jp/seamless/seamless2015/2d/,（参照 2018-02-17）.

137

Cs 濃度は 137Cs の主要な供給源の濃度で決まるので、例

産業技術総合研究所（2018）地球化学図 . 2018 年 8 月 7 日
更新, https://gbank.gsj.jp/geochemmap/gmaps/map.htm,（参照 2018-08-10）.

0.757; 清野ら 2018a）。しかし、主要な供給源がリターのStaunton, S., Dumat, C., and Zsolnay, A. (2002) Possible role of

場合、関係は密接にならない（本研究のコシアブラ（R =organic matter in radiocaesium adsorption in soils. Journal

0.1814）や清野ら（2016, 2018b）のゼンマイ（R2 = 0.0537））。

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根吸収における土壌の K と Cs の競合も、ADR と山菜

高野

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えば、ワラビのように主要な供給源が土壌の場合は ADR
と植物体の

137

Cs 濃度との間に密接な関係が見られる（r =
2

の

137

Cs 濃度の関係がばらつく一因と考えられる。すなわ+

ち、土壌の K が濃い HRN では+

土壌の K が薄い KNY は

137

137

Cs の吸収が抑制され、Cs の吸収が盛んであるため、Distribution of radiocesium in different density fractions

HRN と KNY で は ADR に 大 差 が あ る に も か か わ ら ず、of temperate forest soils in Fukushima. Forest Ecology

137

and Management, 409. 260-266, doi.org/10.1016/j.foreco.

と2017.11.024

説明力が低下したと考えられる。

Cs 濃度は同レベルになった（Fig. 8）。その結果、ADR
137

Cs 濃度の関係の回帰線は傾きが緩くなり、回帰式の森林総合研究所研究報告 第 18 巻 2 号, 2019

211

Transfer of radiocesium released in the 2011 Fukushima Daiichi
Nuclear Power Station accident to Eleutherococcus sciadophylloides,
a wild tree that produces edible sprouts
Yoshiyuki KIYONO 1) *, Akio AKAMA 2), Munehiko IWAYA 3) and Yukio YOSHIDA 3)
Abstract
Radiocesium (137Cs) migration from the environment to wild tree species that produce edible sprouts was examinedfollowing the accident at the Tokyo Electric Power Company’s Fukushima Daiichi Nuclear Power Station in March
2011. Compared to available data on edible herbaceous species, little is known about edible tree sprouts. The 137Cs
released into the environment following the accident has not yet reached equilibrium in the ecosystem, unlike
naturally occurring cesium 133 (133Cs), and its distribution is still changing. The current distribution of 137Cs in theecosystem, including that in plants, is thought to be approaching that of 133Cs. By clarifying the present distribution
and metabolic characteristics of 133Cs, the future state of 137Cs can be estimated. Therefore, in 2015–2017, the current
status of radioactive 133Cs and 137Cs in Eleutherococcus sciadophylloides and its environment were examined in six
municipalities in Fukushima Prefecture. The average 133Cs concentration in current-year shoots (leaves and branches)
was not correlated with 133Cs concentrations in litter (P = 0.425) or soil (P = 0.751) but was negatively correlatedwith soil K+ concentration (R2 = 0.2756, P = 0.025) and deposition (R2 = 0.3390, P = 0.011). The 137Cs current-yearshoot concentration/litter deposition ratio (Tag) was positively correlated with 133Cs Tag (R2 = 0.5748, P <0.001). Thus,137
Cs transfer appeared to accompany 133Cs transfer. Comparing organ-specific concentrations in trees, the current
137
Cs/133Cs concentration ratios were occasionally smaller in leaves and roots than in other organs, e.g., bark andwood. Concentrations in the former will rise to those of the latter as 137Cs approaches equilibrium in the ecosystem.
In addition, 137Cs concentrations in sprouts may decline in forestland with high soil K+ concentrations and increasein forestland with low soil K+ concentrations. Further studies of edible wild tree sprouts are required to verify thefindings and assumptions of this study.
Key words: air dose rate, edible wild plant, radiocesium deposition, 133Cs, shipping restrictions, soil exchangeable K,
standard concentration values for foodReceived 10 August 2018, Accepted 31 January 20191) Department of Plant Ecology, Forestry and Forest Products Research Institute (FFPRI)
2) Center for Forest Restoration and Radioecology, FFPRI
3) Japan Special Forest Product Promotion Association* Department of Plant Ecology, FFPRI, 1 Matsunosato, Tsukuba, Ibaraki, 305-8687 JAPAN; e-mail: kiono@ffpri.affrc.go.jp
Bulletin of FFPRI, Vol.18, No.2, 2019