関東森林研究 67-1(2016)

論 文

コナラ植栽木と萌芽枝における放射性セシウム濃度の経年変化
Annual changes in radioactive cesium concentrations in young plantings and coppiced shoots ofQuercus serrata
岩澤勝巳＊１
Masami IWASAWA＊１＊１ 千葉県農林総合研究センター森林研究所
Chiba Pref. Agriculture and Forestry Res. Center Forestry Res. Inst., Haniya 1887-1 Sammu-shi 289-1223
要旨：福島第一原子力発電所事故の影響により，千葉県内の一部のコナラ林では，放射性セシウム濃度が林野庁の定めたシイタケ原木の指標値より高くなり，原木として利用できない事態となっている。そこで，県産原木の安定供給を図るため，放射性セシウム濃度の低い原木林の育成が課題となっている。しかし，コナラ苗木を植栽した場合や切り株の萌芽枝を育成した場合における，放射性セシウムの動態は不明である。そこで，３か所のコナラ林に３年生のコナラ苗木を植栽し，7 か月後と 1 年７か月後の Cs-137 濃度を比較した。また，同じ調査地において，切り株から発生した萌芽枝の伐採７～８か月後と 1 年７～８か月後の Cs-137 濃度を比較した。その結果，植栽木，萌芽枝は３調査地とも 1 年間で Cs-137 濃度の上昇は認められなかった。これは土壌からの経根吸収や切り株からの転流等により Cs-137 がコナラ植栽木や萌芽枝に移行して樹体内の存在量は増加するものの，樹体生長による希釈や落葉による樹体外への排出により，濃度上昇が抑えられたためと推察された。このことから，本調査地の汚染程度であれば，苗木の植栽又は萌芽枝の育成により，放射性セシウム濃度の低い原木林を育成できる可能性が高いと考えられた。
キーワード：シイタケ，原木栽培，コナラ林，放射能，Cs-137
Abstract: As a result of the Fukushima Daiichi nuclear power plant accident, radioactive cesium concentrations in some Quercus
serrata forests in Chiba Prefecture now exceed the index value set by the Forestry Agency of Japan. The timber from these forests
cannot be used as logs for growing shiitake mushrooms (Lentinula edodes). To secure a stable supply of logs from this prefecture
it has become important to grow log forests with low radioactive cesium concentrations. However, the dynamic state ofradioactive cesium in young planted-out Quercus serrata trees or shoots coppiced from stumps is unknown. We therefore plantedout 3-year-old Quercus serrata trees in three Quercus serrata forests, and compared the Cs-137 concentrations in the youngplanted trees after 7 months and after 1year and 7 months. We also compared the Cs-137 concentrations in coppice shoots from
Quercus serrata stumps at the same sites after 7 or 8 months and after 1 year and 7 or 8 months. No rise was observed in Cs-137
concentrations in the young planted trees or coppice shoots at any of the three study sites in 1year. Cs-137 enters young plantedtrees and coppice shoots by uptake from the soil via the roots and by transfer from the stump. Its abundance within these tree
tissues could therefore be expected to increase, but it was likely that dilution due to tree growth and emission deciduous leaves
suppressed this expected increase in concentration. Therefore, by planting young trees or cultivation using coppice shoots, it may
be possible to grow forests with low radioactive cesium concentrations.
Keywords: bed-log culture , Cs-137, Lentinus edodes, Quercus serrata forest, radioactivity
Ⅰ はじめに育成した場合における，放射性セシウムの動態は不明で東京電力福島第一原子力発電所事故の影響により，千ある。そこで，筆者らは汚染程度が異なる県内３か所の

葉県内の一部のコナラ林では，コナラの放射性セシウムコナラ林に植栽したコナラ植栽木及び，切り株から発生濃度（Cs-134 と Cs-137 の合計値，以下同じ）が林野庁した萌芽枝において放射性セシウムの動態を調査していの定めたシイタケ原木の指標値（６）より高くなりる（３）。本報では 2013 年春に植栽した植栽木及び同（２），シイタケ原木として利用できない事態となって年に切り株から発生した萌芽枝について，2013 年 10 月いる。そこで，県産原木の安定供給を図るため，放射性から 2014 年 10 月における Cs-137 濃度の 1 年間の経年セシウム濃度の低い原木林の育成が課題となっている。

変化について調査したので報告する。

しかし，コナラ苗木を植栽した場合や切り株の萌芽枝を－ 125 －(2016 年 3 月 17 日受理)

Ⅱ 調査地および調査方法

経年では有意差がなく，１年間で Cs-137 濃度の上昇が１．植栽木の Cs-137 濃度・存在量 コナラ３年生苗認められなかった（図－２）。また，葉の Cs-137 濃度

木を 2013 年３月に植栽して植栽７か月後の 2013 年 10は調査地間の有意差（１％水準）とともに経年でも有意

月に Cs-137 濃度を測定した（３)，千葉県内３か所のコ差（５％水準）があり，１年間で濃度の低下が認められナラ林Ａ～Ｃ（図－１,表－１）において，植栽１年７た（図－３）。

か月後の 2014 年 10 月に Cs-137 濃度を測定した。Cs-

調査地間による植栽１年７か月後の幹・枝及び葉の137 濃度は，苗木 1 本の根元から上部を 1 検体として調Cs-137 濃度の違いについては，前報（３）と同様の傾査地ごとに３検体ずつ採取して，幹と枝を合わせたもの

向で，空間線量率や土壌の Cs-137 濃度が高い調査地でと葉に分けて測定し，植栽７か月後の結果（３)と比較高い傾向が認められた。

した。

一方，植栽木１本当たりの放射性セシウム存在量を算

検体は剪定バサミで細断し，千葉県農林総合研究セン出した結果，有意差は認められなかったが，３調査地とター検査業務課において，幹・枝及び葉は 100cc の U-

も存在量の平均値は１年７か月後の方が多く，Cs-137

８容器，落葉，土壌は２L のマリネリ容器に詰め，ゲルが増加したことが伺えた（図－４）。このように土壌かマニウム半導体検出器（SEIKO EG&G 社製 SEG-EMS/DS-らの経根吸収等により Cs-137 がコナラ植栽木や萌芽枝PA11108）を用いて放射性セシウム濃度を測定した。測に移行して樹体内の存在量は今後も増加していくと推測定値は各年 10 月１日時点に補正した。含水率は全て０された。しかし，今回の調査で Cs-137 濃度の上昇が認％の値に補正した。

められなかったことから，樹体生長による希釈や落葉にまた，幹・枝及び葉の Cs-137 濃度に，植栽木 1 本当たりのそれぞれの乾物重を掛けて，Cs-137 存在量を算出した。

よる樹体外への排出により，今後も Cs-137 濃度は上昇が抑えられると推察された。
調査地間による植栽１年７か月後の Cs-137 存在量の得られた放射性セシウム濃度，存在量のデータについ違いについては，前報（３）と同様の傾向で，調査地Ｂては，調査地間と年次間における繰り返しのある２元配で存在量平均値が最も大きかった。これは土壌等の Cs-置の分散分析を行った。なお，濃度は幹・枝と葉に分け137 濃度が比較的高いこと，樹体生長が良好だったこと，て分散分析したが，存在量は幹・枝と葉の存在量を合わ

土壌の種類が他の調査地と異なることなどが要因と考えせた１本当たりのデータについて分散分析した。

られた。

調査地の空間線量率及び落葉，土壌の Cs-137 濃度は前報（３)のとおりである（表－１）。

２．萌芽枝の放射性セシウム濃度 伐採７～８か月後と１年７～８か月後の幹・枝及び葉の Cs-137 濃度は２．萌芽枝の Cs-137 濃度 2013 年２～３月にコナラ調査地間で有意差（１％水準）が認められたものの，経壮齢木を伐採して７～８か月後の 2013 年 10 月に切り株

年では有意差がなく，１年間で Cs-137 濃度の上昇が認から発生した萌芽枝の Cs-137 濃度を測定した（３），められなかった（図－５，図－６）。既報（５）では，

３調査地（植栽木の調査地と同じ）において，伐採１年萌芽枝の放射性セシウム濃度は２年間の比較で低下が報

７～８か月後の 2014 年 10 月に Cs-137 濃度を測定した。

告されており，本調査では有意な低下が認められなかっCs-137 濃度は，切り株ごとに１本の萌芽枝を採取してたものの，萌芽枝の濃度は徐々に低下していく可能性が１検体とし，調査地ごとに３検体ずつ測定し，伐採７～考えられた。調査地間では，植栽木と同様に，空間線量８か月後の結果（３）と比較した。検体の調整，Cs-137率や土壌の Cs-137 濃度が高い調査地で高い傾向が認め濃度の測定，統計処理方法は植栽木と同じである。

られた。

Ⅲ 結果および考察

萌芽枝の１年７～８か月後における幹・枝の Cs-137 濃

概ね同時期に生長を開始した植栽木の１年７か月後と１．植栽木の Cs-137 濃度・存在量 植栽１年７か月度を比較してみると，植栽木が３～10Bq/kg であったの後の植栽木１本当たりの乾物重はＡが 32ｇ，Ｂが 170ｇ，に対し，萌芽枝 10～56Bq/kg と，萌芽枝の方が３～５倍Ｃが 22ｇと，Ｂ＞Ａ＞Ｃの順に成長が良かった（表－濃度が高かった（図－２，図－５）。これは前報（３）２）。なお，検体採取時に葉はまだ緑で紅葉が始まってでも論じているように，植栽木は放射性セシウムの根かおらず，落葉はほとんど見られなかった。

らの吸収及び塵埃・林内雨による汚染で濃度が上昇する

植栽７か月後と１年７か月後の幹・枝の Cs-137 濃度と考えられるのに対し，萌芽枝はそれらに加え，濃度のは，調査地間で有意差（１％水準）が認められたものの，高い切り株から成長の盛んな萌芽枝に放射性セシウムが－ 126 －関東森林研究 67-1(2016)

多く転流するため，萌芽枝の濃度が上昇したと考えられを借りて厚くお礼申しあげます。

た。
引用文献
Ⅳ おわりに(１)千葉県環境生活部大気保全課（2014 年 8 月 28 日）
http://www.pref.chiba.lg.jp/taiki/h23touhoku/houshasen/

植栽したコナラ苗木，萌芽枝は，空間線量率や土壌のCs-137 濃度が高い調査地で Cs-137 濃度が高かったが，documents/manual.pdf

それらの濃度は１年間で上昇が認められなかった。この(２) 岩澤勝巳(2014)千葉県のシイタケ原木における2012 年と 2013 年の放射性セシウム濃度の比較．関東森

ことから，本調査地の汚染程度であれば，苗木の植栽又林研究 65(2)：213-216

は萌芽枝の育成により，放射性セシウム濃度の低い原木(３) 岩澤勝巳・廣瀬可恵(2015) コナラ植栽木と萌芽枝林を育成できる可能性が高いと考えられた。

における放射性セシウムの動態．関東森林研究 66(2)：なお，現時点では，萌芽枝は植栽木に比べ濃度が高か131-134

ったので，空間線量率や土壌の放射性セシウム濃度が高(４)文部科学省（2016 年 3 月 9 日）

い地域では萌芽枝よりも植栽木の方が無難と考えられる。

http://ramap.jmc.or.jp/map/map.html

また，本調査は 1 年間の経年変化を調査しただけなの(５) 日本特用林産振興会(2015) きのこ原木等の安定供で，今後の放射性セシウム濃度について継続して調査を給対策事業（きのこ原木等の放射性物質調査）．平成実施していく必要がある。

26 年度特用林産物安定供給推進復興事業：148pp(６) 林野庁（2014 年 8 月 28 日）

謝辞

http://www.rinya.maff.go.jp/j/press/tokuyou/120830.html

放射性セシウム濃度の分析では千葉県農林総合研究センター検査業務課の各位に分析していただいた。この場

表－１． 調査地の概要
Table 1 Outline of investigation locations
上木Cs-137存在量（Bq/m 2）

土壌

Ａ

黒ぼく土

コナラ

29120.051

92141

38

35

5,020

1,496

Ｂ

褐色
森林土"

22170.069

553

251

40

699

8,057

1,664

Ｃ

黒ぼく土"

38250.079

1,175543

89625

11,1342,260

樹種

樹齢 平均胸高(年生) 直径(cm)空間線量率(μSv/h)

Cs-137濃度（Bq/kg）

調査
地名

落葉

土壌
土壌(0～5cm) (5～10cm)

土壌
土壌(0～5cm) (5～10cm)

落葉

空間線量率の測定は高さ１ｍで測定
時点はすべて2013年10月1日時点
Cs-137存在量は濃度と仮比重から算出(2011年９月の航空機モニタリング( 4) によるCs-137沈着量の推定では３か所とも10kBq/m 2 未満）
Air dose rates were measured at height 1m. All time are october 1,2013.
Cs-137abundance were calculated from the density and bulk density.

表－２． 植栽木と萌芽枝の樹高，根元径，乾物重Table 2 Height, basal diameter, and dry weight of planted trees and coppice shoots
植栽木

C

調査地

A

樹高

根元径

樹高

根元径(cm)(mm)幹・枝

葉

99

715－

合計

(cm)

(mm)

幹・枝

葉

15－－－－

Ａ

104

815Ｂ

117

930

2

1795

715924124294

71414Ｃ

114

71828

22079

7121Ａ

115

101325

732

165

1391

31122

Ｂ

121

49

170

195

18168

87

254

Ｃ115
920222
樹高、根元径、乾物重は１本当たりの平均値
Tree height, basal diameter, and dry weight are average values per one.

164

14112

1343648

未植栽

B
1:3,000,000

図－１． 調査地位置図
Fig. 1 Investigation locations

萌芽枝

７～８か月後（３ ）１年
7～８か月後乾物重（ｇ）－ 127 －

乾物重（ｇ）
合計80植栽木 葉植栽木 幹・枝Cs-137濃度（Bq/kg dry)Cs-137濃度（Bq/kg dry)

15

植栽７か月後（ ３）10

植栽１年７か月後

560

植栽７か月後（ ３）
植栽１年７か月後

40

2000Ａ

ＢＣＡＢ

調査地

図－２． 植栽木の幹・枝の Cs-137 濃度の平均値

図－３． 植栽木の葉の Cs-137 濃度の平均値

注１）エラーバーは標準誤差（n=3）２）分散分析の結果，調査地間で有意差あり(P<0.01)
Fig.2 Average Cs-137 concentrations in the trunks and branches of the planted trees
Error bars show standard errors. The results of analysis of variance show a,significant difference between investigated locations (P < 0.01).

注１）エラーバーは標準誤差（n=3）２）分散分析の結果，調査地間(P<0.01)，経年(P<0.05)
で有意差ありFig.3 Average Cs-137 concentrations in the leaves of planted trees
Error bars show standard errors. The results of analysis of varianceshow a, significant difference between investigated locations (P < 0.01)
and among years (P < 0.05).
80
Cs-137濃度（Bq/kg dry)

葉幹・枝

160

萌芽枝 幹・枝伐採7～８か月後 （ ３）伐採1年7～８か月後

40

200Ａ

0７か
月
後
（ ３）

１
年
７か
月
後

７か
月後（ ３）

Ａ

１
年
７か
月
後

７か
月後（ ３）Ｂ調

１
年７か月
後Ｃ

査 地

ＢＣ

調査地

図－５． 萌芽枝の幹・枝の Cs-137 濃度の平均値
注１）エラーバーは標準誤差（n=3）２）分散分析の結果，調査地間で有意差あり(P<0.01)
Fig. 5 Average Cs-137 concentrations in the trunks and branches of thecoppice shoots
Error bars show standard errors. The results of analysis of variance show a,significant difference between investigated locations (P < 0.01).

図－４． 植栽木の Cs-137 存在量の平均値

200

注１）エラーバーは標準誤差（n=3）２）分散分析の結果，調査地間，経年で有意差なし
Fig.4 Average Cs-137 abundance in planted trees
Error bars show standard errors. The results of analysis of variance showno, significant difference between the investigated locations and years.

萌芽枝
Cs-137濃度（Bq/kg dry)Cs-137存在量（Bq/本)

32

Ｃ

調査地

150

葉

伐採7～８か月後 （ ３）伐採1年7～８か月後
100

500Ａ

Ｂ

Ｃ

調査地

図－６． 萌芽枝の葉の Cs-137 濃度の平均値
注１）エラーバーは標準誤差（n=3）２）分散分析の結果，調査地間で有意差あり(P<0.01)
Fig. 6 Average Cs-137 concentrations in the leaves of the coppice shoots
Error bars show standard errors. The results of analysis show a, significant
difference between investigated locations (P < 0.01).

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