Part2

土地利用別の土壌侵食・放射性セシウム流出パラメータの時間変化推定
恩田 裕一、脇山 義史、羽田野 裕子、加藤 弘亮、高橋 純子（筑波大学）

1.調査目的
各土地利用における土砂・セシウム 137 流出量の観測結果をもとに、USLE 式（UniversalSoil Loss Equation1）をベースにした陸域からのセシウム 137 移行量の将来予測に必要なモデルパラメータを算出する。
2.調査方法(1)USLE モデルパラメータの推定
USLE モデルの基礎式は下記の式によって表される。

‫ ܣ‬ൌܴൈ‫ܭ‬ൈ‫ܮ‬ൈܵൈ‫ܥ‬ൈܲ

(1)

ここで、A は年間土壌侵食量 [ton ha-1 year-1]、R は侵食力ファクタ [MJ mm ha-1 hour-1year-1] （土砂を移動流出させるための雨のエネルギーの係数）、K は土壌の受食性ファク-1-1
タ[ton hour MJ mm ]（土壌の侵食されやすさの係数）、L は斜面長ファクタ [無次元]（斜面長の違いによる侵食量の差を補正するための係数）、S は斜面勾配ファクタ [無次元]（斜面の違いによる侵食量の差を補正するための係数）、C は被覆管理ファクタ [無次元]（植物などの被覆による侵食量低減効果を表す係数）、P は保全対策ファクタ [無次元]（斜面にテラスなどの土壌保全対策による効果を反映させるための係数）を示している。
ここでは「土壌に蓄積した放射性セシウムの移行状況調査」における USLE 標準プロットによる流出土砂・セシウム 137 の観測結果に基づいて、USLE モデルパラメータを求めた。
(2)侵食土砂濃度係数の算出方法
USLE モデルによって得られる土壌侵食量とセシウム 137 初期沈着量の値を用いて、土砂流出によるセシウム 137 の移行量を算出するための式は下記によって表される。
セシウム 137 移行量(Bq/m2/year) = 土壌侵食量(ton/ha/year)÷侵食量の単位換算数((kg/m2)/(ton/ha))×侵食土砂濃度係数 Sc（（Bq/kg)/(Bq/m2)）×初期沈着量(Bq/m2)
ここで、侵食量の単位換算数は 1,000 kg = 1 ton、10,000 m2 = 1 ha であることから 1,000
÷10,000 = 0.1 となる。また、侵食土砂濃度係数 Sc は土砂のセシウム 137 濃度を侵食量に換算するための係数であり、観測された土砂中セシウム 137 濃度を初期沈着量で割って標準化することで求めることができる。同様の係数はチェルノブイリ原発事故によって放出された放射性物質（ストロンチウム 90、セシウム 134 を含む）の移行量を推定するため

1

Wischmeyer, W.H., Smih, D.D. Predicting rainfall erosion losses: A guide to conservation planning.
Agriiculture Handbook, 537, USDA (1978).

- 218 -

Part2に用いられた2。各土地利用おける侵食土砂濃度係数は「土壌に蓄積した放射性セシウムの移行状況調査」(4)における USLE 標準プロットによる観測結果、水田に関しては(5)における観測結果をもとに算出を行った。
(3)侵食土砂濃度係数の時間変化について
耕作などの人為的な攪乱のない未攪乱土壌では、表層に蓄積しているセシウム 137 は鉛直下方への浸透により、その表層土壌における濃度が減少することが予想されるため、将来予測のためにはそれらの経時的変化の予測が必要となる。本節では、土地利用別の侵食土砂濃度係数 Sc(t)の経時的変化を土壌中のセシウム 137 の下方浸透モデルによって再現し、現地調査による実測値と比較を行った。
3.結果と考察(1)USLE モデルパラメータの設定
USLE 標準プロットによる観測結果から、耕作を行った畑（畑 A2、畑 B2）では未耕作の畑（畑 A1、畑 B1）に比べて、侵食力ファクタＲあたりの土壌侵食量が大きく、耕作によって土壌侵食量が増大することがわかった。この耕作の影響を USLE モデルパラメータに反映するために、被覆管理ファクタ C と植被率の関係をもとに、植被率と土壌侵食量の間に指数関数によって表現される関係が成り立つと仮定し、保全対策ファクタ P の調整を行った。
平成 24 年度の調査では、土壌の受食性ファクタ K 及び被覆管理ファクタ C の設定を行ったが、本報告では保全対策ファクタ P の設定によって、モデルの精緻化が可能となった。表-1 に、本報告における観測結果を基に算出した土地利用ごとの USLE モデルパラメータを提示した。
(2)侵食土砂濃度係数 Sc の算出
USLE 標準プロットによる観測結果では、侵食土砂濃度係数の算出根拠となる、初期沈着量で標準化した流出土砂セシウム 137 濃度に減少傾向は認められなかった（土壌に蓄積した放射性セシウムの移行状況調査）。そこで、現時点では、観測によって得られた、初期沈着量で標準化した流出土砂セシウム 137 濃度を流出土砂量で重みづけした加重平均値を侵食土砂濃度係数 Sc とし、移行モデルのパラメータとした。水田に関しては、初期沈着量－濃度の関係から求めた Sc の値に明確な減少傾向が見られたため、t 年経過時の侵食土砂濃度係数を下記の式によって推定することとした。

ScPaddy (t )  0.068e 0.526t(2)以上の観測及び考察によって得られた侵食土砂濃度係数の値及び関数を表-2 にまとめた。
(3)侵食土砂のセシウム 137 濃度の時間変化傾向の推定
現時点では流出土砂セシウム濃度には水田を除いて明瞭な変化傾向は認められず、暫定的に実測値に基づく値を用いることとした。しかし、前述のように、下方浸透及び放射性2Garcia-sanchez, L.Konoplerv, A.V.(2009) Watershed wash-off of atmospherically depositedradionuclides: a review of normalized entrainment coefficients.Journal of Environmental Radioactivity,
100:774-778.

- 219 -Part2

壊変に伴う物理減衰により流出土砂のセシウム 137 濃度（すなわち、侵食土砂濃度係数）は減少していくと考えられる。そこで鉛直下方への浸透、土壌侵食量、放射性壊変を考慮して導出した下記の式を用いて、侵食土砂濃度係数の時間変化の推定を行った。

Sc (t ) e R / HD t2e  (V / 4 D ) t   t(3)ここで、Sc(t)：t 年経過時の未攪乱土壌侵食土砂濃度係数、H: 緩和深度 [kg m-2]、V: 移流速度 [kg m-2 year-1]、D: 拡散係数 [kg2 m-4 year-1]、R: 土壌侵食速度 [kg m-2 year-1]、
λ： 壊変定数 [year-1]である。このうち、D、V、H はセシウム 137 の下方浸透の速さを規定するパラメータである。スクレーパープレートを用いた土壌サンプリングによって得られたセシウム 137 深度分布（図 1）をもとに各地点の D、V、H を決定した（表-3）。また、R には各土地利用の USLE 標準プロットで観測された土壌侵食量を代入した。図-2 では、一例として、牧草地 B における深度分布の実測値と計算値を示した。これらのパラメータに基づく Sc(t)の計算値と Sc の実測値（図 3）とを比較した結果、畑 B1、スギ若齢林ではオーダー単位で一致が見られるものの、計算値の方が大きく、全体的に侵食土砂濃度係数が過大評価される結果となった。

- 220 -

Part2表-1 各調査区画における USLE モデルパラメータ- 221 -

Part2表-2 各土地利用における侵食土砂濃度係数※1 「土壌に蓄積した放射性セシウムの移行状況調査」における沈着量で標準化した流出土砂セシウム濃度の加重平均値※2 「土壌に蓄積した放射性セシウムの移行状況調査」における川俣町内での観測結果をもとに関数化

表-3 各土地利用における侵食土砂濃度係数 Sc(t)に用いたパラメータ一覧- 222 -

Part2森林（広葉樹混合林）

リター層

存在量：388 kBq/m2*リター層に90.6%001234567891050100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150 200

リター層

存在量：457 kBq/m2*リター層に63.7%

平成23年7月1日

001234567891050

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

100 150 200

リター層

存在量：309 kBq/m2*リター層に55.7%

平成24年1月10日

001234567891050

Cs‐137濃度 (kBq/kg)
0100 150 200

リター層

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150 200

深度 (cm)100

深度 (cm)

深度 (cm)01234567891050

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)0

存在量：376 kBq/m2*リター層に41.2%

平成24年8月27日

01234567891050

100

150

200

リター層

存在量：251 kBq/m2*リター層に77.6%

平成24年12月11日

平成25年7月13日

水田
Cs‐137濃度 (kBq/kg)

400存在量：251 kBq/m2*リター層なし
平成23年6月28日

012345678910102030

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

40

枯れ草

0存在量：368 kBq/m2*枯れ草に0.6%
平成23年12月8日

012345678910102030

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

40

草本

0存在量：286 kBq/m2*草本に2.7%
平成24年8月29日

012345678910102030

Cs‐137濃度 (kBq/kg)
040

枯れ草

深度 (cm)30

深度 (cm)20

深度 (cm)

深度 (cm)01234567891010深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)0

存在量：251kBq/m2*枯れ草に3.3%01234567891010203040

枯れ草

存在量：370 kBq/m2*枯れ草に4.2%

平成24年12月19日

平成25年10月9日

草地２（放牧地）

枯れ草
草本

存在量：1037 kBq/m2*枯れ草・草本に18.7%001234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

枯れ草

存在量：1216 kBq/m2*枯れ草に0.9%

平成23年6月21日

001234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

草本
ルートマット

存在量：885 kBq/m2*草本に9.5%

平成24年1月18日

001234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

枯れ草
草本
ルートマット0

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

深度 (cm)100

深度 (cm)

深度 (cm)01234567891050

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)0

存在量：1071 kBq/m2*枯れ草・草本に7.5%

平成24年9月22日

01234567891050

100

150

枯れ草
草本

存在量：981 kBq/m2*枯れ草・草本に1.2%

平成24年12月12日

平成25年7月14日

森林（スギ壮齢林）

リター層

存在量：490 kBq/m2*リター層に47.8%
平成23年6月30日

001234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

リター層

存在量：305 kBq/m2*リター層に48.3%
平成24年1月10日

001234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

リター層

存在量：627 kBq/m2*リター層に22.6%
平成24年8月28日

001234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

0

リター層

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

深度 (cm)100

深度 (cm)

深度 (cm)01234567891050

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)0

存在量：408 kBq/m2*リター層に42.3%

01234567891050

150

リター層

存在量：332 kBq/m2*リター層に21.2%

平成24年12月13日

図-1 土地利用別のセシウム 137 深度分布と時間変化（その 1）- 223 -100

平成25年7月15日

Part2森林（スギ若齢林）
Cs‐137濃度 (kBq/kg)

100

リター層

存在量：260 kBq/m2*リター層に89.7%
平成23年7月2日

0012345678910255075

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

100

リター層

存在量：215 kBq/m2*リター層に78.8%
平成24年1月17日

00123456789102550

75

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

100

リター層

存在量：368 kBq/m2*リター層に65.2%
平成24年8月28日

0012345678910255075Cs‐137濃度 (kBq/kg)
0100

リター層

深度 (cm)75

深度 (cm)50

深度 (cm)

深度 (cm)01234567891025

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)0

存在量：269 kBq/m2*リター層に33.8～47.9%(推定値※)

0123456789102550

75

100

リター層

存在量：289 kBq/m2*リター層に62.7%

平成24年12月13日

平成25年7月18日

草地１（採草地）

枯れ草
草本

存在量：587 kBq/m2*枯れ草・草本に45.8%00
1234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

枯れ草

存在量：482 kBq/m2*枯れ草に1.7%

平成23年6月27日

001234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

草本

存在量：584 kBq/m2*草本に38.6%

平成24年1月25日

001234567891050

100

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

枯れ草
草本

存在量：327 kBq/m2*枯れ草・草本に8.6%

平成24年8月29日

0150

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)

150

深度 (cm)100

深度 (cm)

深度 (cm)01234567891050

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)
001234567891050

100

150

枯れ草
草本

存在量：431 kBq/m2*枯れ草・草本に3.4%

平成24年12月12日

平成25年7月16日

未耕作地１（緩勾配）枯れ草
草本

0存在量：452 kBq/m2*枯れ草・草本に3.4%0123456789102040

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

60

枯れ草

0存在量：260 kBq/m2*枯れ草に0.2%

平成23年6月27日

01234567891020

40

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

60

0

草本

存在量：704 kBq/m2*草本に2.8%

平成24年1月25日

012345678910

平成24年8月29日

2040

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

60

枯れ草
草本

0

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)

60

深度 (cm)40

深度 (cm)

深度 (cm)01234567891020深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)0

存在量：533 kBq/m2*枯れ草・草本に1.0%012345678910204060

枯れ草
草本

存在量：338 kBq/m2*枯れ草・草本に4.0%

平成24年12月18日

平成25年7月15日

未耕作地２（急勾配）

存在量：435 kBq/m2*枯れ草等に68.6%
平成23年6月21日

012345678910

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

100 200 300 400 500

枯れ草

存在量：591 kBq/m2*枯れ草に14.1%
平成24年1月18日

0012345678910

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

100 200 300 400 500

草本
ルートマット

存在量：393 kBq/m2*草本等に8.9%
平成24年8月29日

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

0 100 200 300 400 500
012345678910

枯れ草
草本
ルートマット

存在量：538 kBq/m2*枯れ草等に19.6%

深度 (cm)0

深度 (cm)

枯れ草
草本
ルートマット

深度 (cm)

深度 (cm)012345678910

Cs‐137濃度 (kBq/kg)

100 200 300 400 500

深度 (cm)Cs‐137濃度 (kBq/kg)
00012345678910

100 200 300 400 500

枯れ草
草本
ルートマット

存在量：474 kBq/m2*枯れ草等に20.8%

平成24年12月11日

図-1 土地利用別のセシウム 137 深度分布と時間変化（その 2）- 224 -

平成25年7月19日

Part2図-2 牧草地 B におけるセシウム 137 深度分布の実測値と計算値との比較（赤線は、牧草地 B プロット近傍におけるスクレーパープレートでのサンプリング（平成25 年 7 月 14 日）によって求めた実測の深度分布を示しており、そのほかの線は牧草地 Bの H,D,V を代入して計算した任意の経過時間ごとの深度分布を示している。この計算では侵食による除去は考慮せず、下方浸透と崩壊によって深度分布が経時的に変化する様子を再現している。）

図-3 初期沈着量で標準化した流出土砂のセシウム 137 濃度の時系列変化- 225 -