135 号の訂正とお詫び
土壌物理学会編集委員長
江口の総説「農業環境中における放射性セシウムの挙動」において，下記のような誤りがありました．お詫び致しますとともに訂正をお願いいたします．

Fig. 6（誤）1Ỉ✄⋞⡿࡬ࡢ⛣⾜ಀᩘ TF

0.1

Max.

0.01
Mean

0.001
Min.

0.00010.00001
1950

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1970

1980

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2000

2010

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（正）

水稲玄米への移行係数 TF

1

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Min.

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1980

西暦年

1990

2000

2010

シンポジウム特集

J. Jpn. Soc. Soil Phys.

⥲ࠉㄝ

土壌の物理性

Reviews

No. 135 p.9 ∼ 23 (2017)

農業環境中における放射性セシウムの挙動
江口定夫 1

Behavior of radioactive cesium in agricultural environment
Sadao EGUCHI1

Abstract: This paper illustrates the behavior of radioactive
cesium (radiocesium) in agricultural environment mostly
based on the new findings obtained during the last 5
years after the Tokyo Electric Power Company (TEPCO)Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant (FDNPP) accident in 2011, in comparison with the knowledge in Europe
after the Chernobyl Nuclear Power Plant (CNPP) accident
in 1986. The highlight topics are on the potassium (K)application as the most eﬀective measure to reduce transfer factor (TF) of radiocesium from soil to crop; discovery
and characterization of a few micrometer-size particulate
radiocesium deposits; formulation of eﬀective solid-liquid
distribution coeﬃcient (Kd ) to elucidate in-situ Kd variation; unexpectedly rapid migration rate of radiocesium insoil in Europe as well as in Japan; importance of longterm monitoring of radiocesium inventory in soil, etc. Further research needs to ensure the long-term safety on thecrop production in the contaminated/decontaminated agricultural soils would be proposed as follows: developing
Kd database and Kd formula; proposing appropriate K application scenario by using short- to long-term TF prediction model; reconstructing water-soluble/particulate radiocesium deposition map in 2011; and understanding the biogeochemical cycle of radiocesium in relation with that ofstable cesium in agricultural environment.
Key Words : transfer factor (TF), potassium application,solid-liquid distribution coeﬃcient, radiocesium interception potential (RIP), frayed edge site (FES)

分野では，農業従事者等への外部被曝や土壌から作物への放射性 Cs 移行を理解 · 予測 · 制御するため，福島県を中心に多くの試験研究が実施された．水稲玄米への放射性 Cs 吸収抑制対策としては，カリウム（K）施肥により作土の交換性 K 含量を適正なレベル（25 mg K2 O/100 g
乾土）に維持することが最も有効であることが明らかとなり，福島県内全域での対策を徹底した結果，2015 年産
玄米の全袋調査では，放射性 Cs 濃度が 100 Bq kg−1 を超過する件数はついにゼロとなった（福島県, 2016）．
事故後 5 年が経過し，放射性 Cs の放射壊変による濃度低下（当初の 134 Cs：137 Cs 比 = 1 とすると，5 年間で38 % まで低下）と農地除染等の様々な復興に向けた活動の結果，2016 年産米の作付け制限区域は 21 km2 （農林水産省, 2016）まで縮小され，避難指示区域の大半では指定解除が実施または予定されている（経済産業省,
2016）．営農再開に向けた取り組みが本格化する中，表
土剥ぎと客土が行われた除染後農地等では，安全な作物生産を中 · 長期的に持続するための新たな知見 · 技術が必要とされている．本稿の目的は，主にこの 5 年間に行われた試験研究結果に基づく最新の知見等に基づき，農業環境中での放射性 Cs の挙動について，土壌中の鉛直
分布，固液分配係数，作物への移行と吸収抑制，農地における物質収支等の面から概説すると共に，今後，安全な作物生産を長期的に持続する上で必要と考えられる研究課題を提示することである．

1. はじめに2011 年 3 月の東電福島第一原発（FDNPP）事故後，福2. 放射性セシウムの沈着と農地土壌における水平 · 鉛直分布

島県を中心とした東日本全域において，土壌や作物が放射性セシウム（Cs）等の人工的放射性核種によって汚染

2.1 沈着 · 再浮遊と水平分布された．2011 年 4 月には，作土（深さ 0 ∼ 15 cm）の放東電 FDNPP 事故後，環境中に放出された放射性 Cs

射性 Cs 濃度（134 Cs + 137 Cs 濃度）> 5000 Bq kg−1 を基は，水溶性物質（直径 0.5 ∼ 0.6 µm の硫酸エアロゾル）

準として，福島県内の 85 km2 において，2011 年産米の（Kaneyasu et al., 2012）または粒子状物質（直径 2 ∼ 2.6

作付け制限区域が設定された（農林水産省, 2011）．農業µm の球状粒子：Cs ボール）（Adachi et al., 2013）として，農地土壌や農作物上に湿性沈着または乾性沈着した．

1 Institute for Agro-Environmental Sciences, National Agriculture andFood Research Organization, Kannondai 3-1-3, Tsukuba, Ibaraki 3058604, Japan. Corresponding author: 江口定夫, 農業 · 食品産業技術総合研究機構 農業環境変動研究センター
2017 年 1 月 5 日受稿 2017 年 1 月 27 日受理

事故 8 ヶ月後に福島県内で採取した Cs ボールの実体は，鉄，亜鉛，スズ，カリウム（K），ルビジウム（Rb），Cs
等を含むケイ酸質ガラスであり，アルカリイオンである

Cs+ は，K+ ，Rb+ と共に，粒子周縁部から部分的に溶脱

10

土壌の物理性第 135 号(2017)した形跡が見られた（Yamaguchi et al., 2016a）．福島県であり，風と共に埃が多く舞う状況であった），福島県

内 · 外の複数地点（東電 FDNPP から 40 ∼ 200 km の距

農業総合センター圃場（郡山市）の緑地内の複数地点に離）で 2011 年 4 ∼ 6 月に採取された土壌の微粉砕（ <おいて，GM サーベイメータ（日立アロカメディカル）

0.1 mm）試料のオートラジオグラフ画像（イメージング
プレート［IP］画像）には，放射性 Cs を含む放射性微粒のプローブ面を地表面に当てて放射線量率を測定したと子が多数観察され，湿式篩別及び沈降法による粒径画分（3.2 k cpm，Fig. 1a），植生のある微凸地の方が高い（4.0

後は，特に粘土画分（ < 2 µm）に放射性微粒子が多く存

k cpm，Fig. 1b）という逆の傾向があった．ところで，直在することが示された（Itoh et al., 2014）．すなわち，土接比較は出来ないが，桜の花弁は風によって輸送され，壌中の放射性 Cs は，微視的（µm スケール）に見て極め

公園内の乾いた地表面では微凹地（裸地土壌面）よりもころ，必ず，植生の無い微凹地の裸地土壌面の方が低くて不均一に分布していた．また，土壌断面スケールにお微凸地（植生部分）に集積（乾性沈着）する傾向がある

いても，津波で被災した宮城県内の農地土壌鉛直断面の（Fig. 2a）．このことは，花弁の水平分布は，微地形では

不攪乱試料の IP 画像では，津波による泥状堆積物の表なく，植生部分への花弁の親和性（捕捉されやすさ）に面付近で水平線上に並んだ多数の放射性微粒子が確認さよって，主に支配されていたことを示す．しかし，微凹

れている（Nanzyo et al., 2015）．これらの原因は，前述

地が水溜りを形成すれば，大量の花弁が局所的に捕捉さの Cs ボールの沈着と，風化黒雲母（weathered biotite）

れ，水面の周縁部に花弁のホットスポットが形成される（Mukai et al., 2014; 2016）という特定の粘土鉱物に選択（Fig. 2b）．地表面沈着後の放射性 Cs も同様に，風によ的に強く収着（溶質が吸着，固定，吸収等により固液界る再浮遊（resuspension）と沈着を繰り返し，より親和性

面または固相に移行すること）される Cs の性質の両方の高い場所（微凸地の植生部分や微凹地の水溜り部分）が考えられる．なお，長径数十 ∼ 100 µm 程度の風化黒に相対的に多く集積したのかもしれない．見かけ上，微雲母への放射性 Cs の収着については，鉱物端面におけ地形とは必ずしも関係のない不規則な放射性 Cs 濃度分るいわゆるフレイド · エッジ · サイト（frayed edge site,

布（山野ら, 2013; Tsuiki and Maeda, 2012a; 2012b）は，

FES）（McKinley et al., 2004）への局所偏在的な収着だけ

このような過程を経て形成された可能性もあるだろう．

ではなく，鉱物全体におよそ万遍なく広がる収着である

東日本のほぼ全域（15 都県）にわたり，3461 地点の農ことが示された（Mukai et al., 2014）．すなわち，FES と地表層土壌（深さ 0 ∼ 15 cm）の放射性 Cs 濃度と地表 1 m

同様に Cs を選択的に収着する FES 様のサイトは，FES

高さにおける空間線量率との関係が調査された（Takata

以外（例えば，鉱物面上に不規則に存在するであろう亀et al., 2014）．避難指示区域外土壌（作付け土壌），黒ボ
ク土，そして，水田土壌における放射性 Cs 濃度に対す

裂壁面内等が想定される）にも多く存在する可能性がある．また，風化黒雲母を含まない土壌中では，鉄を含むる空間線量率の傾きは，それぞれ，避難指示区域内土壌
スメクタイト（ferruginous smectite）（Fujii et al., 2015） （不作付け土壌），非黒ボク土及び畑土壌よりもやや小さ
等による放射性 Cs の収着が重要と考えられる．
いことが示された．これらの結果は，それぞれ，耕起により巨視的なスケール（土壌断面 ∼ 圃場 · 地形）で見

より放射性 Cs 濃度の鉛直方向の均一化が進んだこと，ても，放射性 Cs は極めて不均一に分布していた．2011

黒ボク土のかさ密度が非黒ボク土よりも小さいこと，そ

年 4 月に設定された作付け制限区域内の不作付け水田圃して，水田土壌では放射性 Cs の鉛直下方への移動速度

場（飯舘村）では，微地形（地表面の凹凸）とは必ずしが畑土壌よりも大きかったこと（これについては，次節も関係なく，放射性 Cs が不均一に分布していた（変動係数：CV = 51.8 %）（山野ら, 2013）．岩手県一関市の草2.2 で詳述する）による．これに基づき，避難指示区域内· 外の土地利用 · 土壌グループ別に，土壌の放射性 Cs 濃

地では，放射性 Cs 濃度（地表 1 cm における空間線量率度と空間線量率の関係式が作成されると共に，文部科学から換算）の空間変動性が調査され（Tsuiki and Maeda,

省（2011）の航空機サーベイによる 1 m 高さの空間線量

2012a; 2012b），植生による被覆が比較的均一な採草地（meadow）よりも，家畜による撹乱の影響を含む放牧草地（pasture）の方が放射性 Cs の空間変動性が高く（CV= 38.7 %），局所的な高濃度ホットスポットが存在する
ことが示された．また，この放牧草地における放射性 Cs

率図に基づき，農地の放射性 Cs 濃度地図が作成されたの平均的な土壌中存在量（インベントリー）を把握する（Takata et al., 2014）．この地図は，農地除染計画の策定に寄与したほか，今後の中長期的な視点での営農再開に向けた全ての活動及び計画の基盤情報となる．
農地土壌における 137 Cs の実効的な半減期（eﬀective

性物質による湿性沈着と地表面流去水による土壌侵食及

half-life: 物理的な半減期だけでなく，環境中での系内外を通じた物質輸送による増減も考慮した半減期）（e.g.,
Paller et al., 2014）については，放射壊変のみによる物理的半減期（30.1 年）よりも小さいことが明らかとなっている（駒村ら, 2006）．しかし，その程度は，個々の農地

び再堆積過程のみに支配されるならば，放射性 Cs 濃度の管理方法（水田の水管理，畑の土壌侵食防止対策等）に

は微地形の影響を強く受けて，微凹地でやや高く微凸地

強く依存し，個々の圃場間で大きく異なる．これは，圃

でやや低いという傾向を示すだろう．しかし，2011 年 4

場内及び圃場間での放射性 Cs インベントリーの空間的

月 15 日（東電 FDNPP 事故後の積算雨量は僅か 25 mm· 時間的変動性を高める大きな原因の 1 つとなっており，

ためには，面積 1 ha 当たり 29 ものサンプル数が必要であることが示された．
もし，放射性 Cs の沈着とその後の再分布過程が，水溶総説：農業環境中における放射性セシウムの挙動

11

a)

a)

b)

b)

Fig. 1 福島県農業総合センター内における a）緑地の裸地部（微凹地）と b）植生部（微凸地）における放射線量の測定（2011 年 4 月 15 日）．

Fig. 2 桜の花弁の不均一な分布：a）植生部（微凸地）に集積，b）水溜り（微凹地）に集積（2016 年 4 月，茨城県つくば市内）．

実測による圃場 ∼ 地域レベルでの経年変化の正確な把握

zp =を困難にしている．土壌の放射性 Cs インベントリーは，
様々な将来予測の基幹となる情報であり，予算 · 労力的事情で調査地点数を減らすとしても，一定期間（例えば，数年程度）毎に広域で長期的に継続する必要がある．

2.2 鉛直分布と移動速度
放射性 Cs は土壌固相に強く吸着 · 固定されることが以前より知られており，事故後撹乱されていない土壌で

I
θR

(3)

例えば，θ = 0.2 ∼ 0.6 m3 m−3 ，かさ密度 ρ = 0.5 ∼ 1.5 Mg

m−3 の様々な土壌に対して I = 100 mm の降水があった
場合，水または非吸着性溶質（Kd = 0, R = 1）の zp は
200 ∼ 500 mm となるが，放射性 Cs（Kd = 1.2 ×103 ，R =1201 ∼ 9001）の zp は，僅か 0.06 ∼ 0.17 mm に過ぎない．

は，そのごく表層に放射性 Cs は留まると予想された．

しかし，放射性 Cs は，このような既往知見に基づく予IAEA（2010）によれば，次式で定義される放射性 Cs の固液分配係数（Kd ）（L kg−1 ）の土壌中における幾何平均
値は，1.2 ×103 L kg−1 である．

想よりも 2 ∼ 3 桁も速く土壌中を移動し（塩沢ら, 2011），
ごく一部は深さ 20 cm 付近まで到達していた（Ohno etal., 2012; Yamaguchi et al., 2012）．さらに不可解なことに，その鉛直分布の形状は，どの報告（Kato et al., 2012;
Q
Ohno et al., 2012; Tanaka et al., 2012; Yamaguchi et al.,
Kd =
(1)
C
2012; Honda et al., 2015）においても，放射性ヨウ素（129 I
または 131 I）と大差ないものであった（ただし，放射性 I−1
ここで，Q は放射性 Cs の固相中濃度（Bq kg ），C はの移動の方が僅かに速い傾向）（江口, 2014）．放射性 I の
液相中の濃度（Bq L−1 ）である．土壌中の水移動に対す沈着は，放射性 Cs とほぼ同じタイミングで生じておりる放射性 Cs 移動の遅れを表す遅延係数 R（無次元）は， （Ohse et al., 2015），揮発による損失はほとんど無かった
体積含水率 θ（m3 m−3 ）とかさ密度 ρ（Mg m−3 ）を用い （Fujiwara et al., 2016）．土壌中における 131 I の K は平dて，次式により算出できる．
均 6.9 L kg−1 であり（IAEA, 2010），前出の土壌 · 降水
条件では，R = 8 ∼ 53，zp = 9 ∼ 27 mm となる．各地でKd
R = 1+ ρ(2)
実測された放射性 I の鉛直分布は，これらの既往知見とθ
大きな矛盾がない．

溶存態の放射性 Cs が，浸入水量 I （mm）と共に地表面から土壌中へ侵入した場合，放射性 Cs の平均到達深さ

zp （mm）は，次式で求められる．

遅延係数 R が 2 ∼ 3 桁も異なる 131 I と 137 Cs が，見かけ上，ほぼ同じ鉛直分布を示した理由としては，1）吸着平衡が成立する前の移流による輸送，2）選択流（不均一12土壌の物理性第 135 号(2017)

Fig. 3 欧州及び福島県内の様々な土壌中における 137 Cs の鉛直移動速度と原発事故後
経過時間との関係．欧州データは，山口ら（2012）の表 5–1 に基づき作成：a）Bunzl etal.（1995）; b）Zygmunt et al.（1998）; c）Rosénet al.（1999）; d）Chilbowski et al.（1999）;e）Holgye and Maly（2000）; f）Forsberg et al.
（2000）; g）Chilbowski and Zygmunt（2002）;h）Arapis and Karandinos（2004）．福島県内
データは，i）高橋ら（2016）と j）塩沢（2016）に基づき作成．

な水移動及び溶質輸送），3）コロイド担体輸送（colloid-2013），事故直後に比べて放射性 Cs 移動速度が大幅に減

facilitated transport），等の可能性が挙げられる（江口,2014）．以下では，これらのうち特に理由 1）に関連して，事故直後だけでなく，中 · 長期的な時間スケールで少したことが示された．さらに，他の室内実験の事例でアンモニウム溶液で抽出されない（Takeda et al., 2013）．

の検討も行いたい．

これらを考え併せると，降水と共に地表面から侵入した理由 1）については，土壌中における放射性 Cs の吸着· 固定に要する時間が関係していると考えられる．これは，エイジング効果とも呼ばれるものであり，粘土 – 腐植複合体のような凝集体の形成が 2 : 1 型粘土鉱物の層間への放射性 Cs+ のアクセスを制限していること，鉱物端面に到達した放射性 Cs+ が層間の膨潤層内に先在する多量陽イオン（放射性 Cs+ よりも極めて多量に環境中に存在する陽イオン）とイオン交換しながら FES に到達する

放射性 Cs が土壌中で移動しやすい時間スケールは，日は，土壌への安定 Cs 添加 1 日後には，その 70 % が酢酸

単位以下であり，降水浸入時とその直後のみに限られると思われる．
欧州では，CNPP 事故後の土壌中における放射性 Cs

されやすい場所を既に占拠しており，新たに沈着した極の鉛直移動速度は，一部の泥炭土や砂質土壌を除けば 1
cm yr−1 以下であり，年々減少する傾向を示した（Fig. 3,
a ∼ h）．東電 FDNPP 事故後の福島県内においても，同様の傾向が見られる（Fig. 3, j）．しかし，不作付け水田
土壌（Fig. 3, i）だけは，平均 2.0 cm yr−1（3.7 → 2.4 →
1.5 → 1.4 → 1.3 → 1.6 cm yr−1 ）という大きな移動速度を示し，2 年目以降はほぼ一定速度を維持している．表
土剥ぎによる農地除染作業（環境省, 2014）では，最表
層 5 cm 程度を剥ぎ取るが，放射性 Cs の移動速度が大微量の放射性 Cs+ がこれらと交換すると共に，固定割合

きいと経過年数の増大に伴い十分な除染が難しくなる．

を増加させていくためには，ある程度の時間が必要と考

日本は欧州に比べて降水量が大きいため放射性 Cs 移動

えられる．例えば，137 Cs をあらかじめ固定させた風化速度が大きいとする指摘（Konoplev et al., 2016）もある

黒雲母を，1 mol L−1 の CsCl 溶液に 1 日浸漬しても，先が，水田以外の土壌（Fig. 3, j）を見る限り，それは初年に固定された 137 Cs はほとんど脱着しない（Mukai et al.,目に限られ，二年目以降は欧州と同様の移動速度を示し

までにはある程度の時間が必要であること等による（山口, 2014）．また，K+ ，Rb+ ，安定 Cs+ ，アンモニウムイオン（NH+4 ）等，水和エネルギーが低く 2 : 1 型粘土鉱物の層間に固定され易い多量陽イオンは，放射性 Cs+ が固定

2016）．一方で，1986 年にチェルノブイリ原発（CNPP）ている．したがって，降水量の影響は見かけ上小さく限事故由来 134 Cs と 137 Cs が降下した翌月には，利根川に定的である．他の農地に比べて，水田土壌（不作付け）

おける懸濁物質（SS）に対する 137 Cs の K

は，134 Cs のにおける放射性 Cs 鉛直移動が大きいことは，福島県内

Kd と同様であり，さらに，CNPP 事故前の大気圏内核実験（ANT）由来グローバルフォールアウトの 137 Cs の
Kd とも同様であった（Hirose et al., 1990）．即ち，少なくともこの河川水環境中では，ANT 由来 137 Cs と後から侵入した CNPP 原発事故由来 134 Cs 及び 137 Cs との間のSS に対する収着平衡は，月単位以下の時間スケールでほぼ平衡状態に達していた．東電 FDNPP 事故後についても，2011 年 6 月下旬から 7 月下旬（一部は 8 月初旬）の約一ヶ月の間に，土壌中の放射性 Cs 鉛直分布に大きな差は見られず（Koarashi et al., 2012; Matsunaga et al.,の複数の調査結果（Lepage et al., 2015; Takahashi et al.,d2014; Takata et al., 2014; 塩沢, 2016）で共通しており，
これは水田土壌に特有の現象かもしれない．森林土壌では，糸状菌が Cs の吸収や蓄積に大きな役割を果たすとされ（Steiner et al., 2002），室内培養実験では鉱質土層中の 137 Cs が落葉層に移行する（Fukuyama and Takenaka,

2004）．水田土壌の微生物群集は一般に細菌主体であるが，他の農地は糸状菌主体であることから，水田以外の土壌では，糸状菌の活動が，見かけ上，Cs 移動速度を遅らせている可能性が考えられる．

総説：農業環境中における放射性セシウムの挙動
実際の土壌中における放射性 Cs の移動速度が，Kd 値13吸着した後，層間が閉じて固定された Cs+ ，⑤ 吸着 · 固から予想される移動速度よりもずっと大きいことについ定サイトではないが，土壌固相における Cs+ の存在場所て，十分に注意すべきことは，IAEA（2010）のデータ

として，鉄酸化物の沈殿等に包蔵された Cs+ ，⑥ 未分解

セットからも言えるということである．式（3）で示した

生物遺体の細胞中に存在する Cs+ ，等が考えられる．

土壌条件では，Kd = 1.2 ×103 L kg−1 のとき，年間 1000

これらのうち，①と②を RES（regular exchange site）

mm の浸入水があったとしても，放射性 Cs の到達深さ
は 0.6 ∼ 1.7 mm に過ぎない．しかし，Fig. 3 に示すように，欧州でも 1 ∼ 10 mm yr−1 の移動速度が各地で観測されており，Kd から予想される値よりも一桁大きい．この原因の一つは，現地土壌条件での Kd を実測することは困難であることから，実験室で測定された Kd 等をデー

（Sanchez et al., 2002），③を FES（可逆的な吸着：交換

タベースに掲載しているためかもしれない．現地土壌条

Q = QRES + QFES + QFESir + QX

(4)

Kd = KdRES + KdFES + KdFESir + KdX(5)態），④を FESir（不可逆的な FES 吸着：固定態），⑤と⑥ を X（吸着 · 固定サイト以外の存在場所）とすると，土壌全体での式（1）における Q 及び Kd は，次の式（4）及び（5）で表せる．

件での放射性 Cs の移動速度を理解するためには，土壌溶液組成等の基本的な環境条件を把握するだけでなく，微生物や植物の働きを考慮した上で，物質循環的な見地からの調査研究が必要と思われる．

3. 環境中における放射性セシウムの実効的な固液分配係数
3.1 実効的な固液分配係数の中身と定式化

ここで，下付き文字 RES，FES，FESir 及び X は，それぞれ，RES，FES，FESir 及び X についての Q または Kd
であることを示す．また，式（5）の右辺第二項 KdFES
は，土壌の放射性 Cs 捕捉ポテンシャル（radiocesium

interception potential, RIP）（mmol kg−1 ）と次の関係にある．

環境中の放射性 Cs は，主に懸濁態として輸送されることが明らかとなっているが（Ueda et al., 2013; Evrard

KdFES =

et al., 2015; Iwagami et al., 2016），土壌中での輸送及びRIP∑
CK + kiCi(6)i

作物根への吸収は，主に溶存態で行われる．灌漑水中の溶存態放射性 Cs 濃度が高いほど，水稲玄米の放射性 Cs

ここで，CK 及び Ci は，それぞれ，K+ 及び他の陽イオ

濃度は高まる（Fujimura et al., 2013; Suzuki et al., 2015）．

++
ン種 i（NH+
4 ，Rb ，安定 Cs 等）の液相中濃度（mmol

溶存態 Cs 濃度の変動を予測するためには，環境中での固相 – 液相間の放射性 Cs 分配状況の実態から求まる実効的な（= 環境条件と共に変動する）固液分配係数 Kd（式（1））の中身を理解する必要がある．
溶媒の種類（水，酢酸カリウム溶液，酢酸アンモニウ
ム溶液等）によって土壌からの放射性 Cs 抽出率が大きく変わる（Takeda et al., 2006; Yamaguchi et al., 2012; 山
口ら, 2015）ことからも判るように，環境中での Kd は水質条件（イオン組成）に応じてダイナミックに変化する．
特に，液相中の K+ ，Rb+ ，安定 Cs+ ，NH+
4 等，水和エネ
ルギーが低い陽イオンは，容易に水和水分子を手放してFES への吸着や層間への固定が生じやすく，相対的に極微量の放射性 Cs の Kd に大きな影響を与える．
土壌中における Cs+ の吸着サイトは，山口（2014）をL−1 ），ki は経験的な定数であり，FES における K+ に対する陽イオン種 i の選択係数に相当する．例えば，kNH4
及び kNa は，それぞれ，約 5（4.2 ∼ 5.3）及び約 0（0 ∼0.02）の値が使用されており（Wauters et al., 1994; 1996;
Smolders et al., 1997; Absalom et al., 2001; Sanchez et al.,2002），kCs については，FES における K+ に対する Cs+の選択係数として 1000（Brouwer et al., 1983）との見積もりがある．なお，RIP は，FES による Cs+ 捕捉能を定量的に評価するための指標であり，FES 以外の負電荷（RES）を AgTU または Ca2+ でマスクした条件下で，FES に対する K+ と 137 Cs の競合吸着平衡時の濃度を測定することにより，実験的に求められる（Cremers et al.,
1988; Wauters et al., 1996）．
式 (1) 及び (4)∼(6) を整理すると，参考にすれば，次のように三大別できる：① Cs+ 選択性の低い pH 依存性の変異電荷（腐植物質の解離したカル
ボキシレート基，粘土鉱物の構造末端やアロフェン等に存在する表面水酸基），② Cs+ 選択性は高いが他の多量陽イオンとの交換が生じ易い，構造由来の永久電荷（2 : 1型層状ケイ酸塩鉱物の層間），③ Cs+ 選択性が非常に高Kd =QRES + QFESir + QXRIP∑+
CK + kiCi
C

(7)

i

式（7）は，Kd に直接影響する要因として，固相の RIPだけでなく，FES 吸着から固定への進行度合い，環境中

く，他の多量陽イオンが侵入しにくい場所にある FESの生物活動や農地における施肥と密接に関係する多量陽（ケイ酸四面体シートで同形置換が生じている 2 : 1 型層

イオン種（K+ ，NH+
4 等）濃度の増減，酸化還元電位の変状ケイ酸塩鉱物である雲母，イライト，バーミキュライ化による鉄酸化物の溶解 · 沈殿反応等があることを示す．

ト等の層間の非膨潤層と膨潤層の境界部分）及び FES 様

また，この式の各項目のうち，RIP，CK ，ki ，Ci 及び C

サイト．また，① ∼ ③の吸着 Cs+ 以外にも，④ FES には実測可能（ki は文献値を得る）であり，実測できない

14

土壌の物理性第 135 号(2017)

は極めて困難であるが，陸水（淡水）環境中における SS

EC が高い陸水ほど多量陽イオン（K+ ，NH+4 等）濃度が高いと考えれば，式（7）で説明できる．即ち，東電
FDNPP 事故後の Kd が既往の知見よりも高い主な原因の一つは，EC が低い陸水を対象としたケースが多いためと考えられる．国内の CNPP 事故前 · 後の調査では，主に対する Kd は，これまでに多くの実測値が報告されてとして，流域面積の大きな大河川（石狩川，利根川，北いる．東電 FDNPP 事故後に測定された Kd は，それ以上川等）の下流部を対象としていたが，東電 FDNPP 事

前に欧州や日本で測定された Kd と比べると，全体的に故後の調査対象は，阿武隈川支流，太平洋に面した浜通

一桁大きい傾向がある（Fig. 4）．その原因としては，東りの二級河川，農地における用排水等が主体である．一電 FDNPP 事故で放出された難溶性 Cs ボールの影響も般に，下流ほど様々な人間活動の影響を強く受けて，河指摘されている（Konoplev et al., 2016）．しかし，CNPP

川水の EC は高まる．

QRES ，QFESir 及び QX の和（右辺第二項の分子）は，式（7）を使えば求まる．
3.2 固液分配係数の変動要因
現地土壌中における放射性 Cs の Kd を実測すること

事故前 · 後と東電 FDNPP 事故後の日本の Kd を電気伝

固液分配係数 Kd に影響する土壌固相側の性質として導度（EC）に対してプロットすると（Fig. 5），全体的には，RIP が最も重要である．一般に，土壌中の放射性 Cs

EC が高いほど Kd が低下する傾向が見られる．これは，の存在形態は，酢酸アンモニウム溶液では抽出されない画分（= 前述の④ FESir にほぼ相当）が大部分を占める（Takeda et al., 2006; Yamaguchi et al., 2012; 山口ら,

2015）．この固定態（④ FESir）は，前述したように，系外から侵入した放射性 Cs が交換態（③ FES）を経て移行したものと考えられる．したがって，FES による放射性 Cs 捕捉能を定量化した RIP が高い土壌（または SS）
ほど，③ FES だけでなく④ FESir への移行量も多いと考えられる．同じ EC であっても，調査河川により Kd の分布域が上下に分かれる（Fig. 5）のは，主に地質条件の影響（Yoshimura et al., 2015）と考えられ，SS の RIP が地質条件に強く依存（地質条件が粘土鉱物組成を強く規定）することによる．見方を変えれば，RIP は，粘土鉱物
組成という定性的な性質を放射性 Cs 吸着の観点から定量化したという点で，Kd 変動や作物への放射性 Cs 移行を予測するためのパラメータとして有用性 · 汎用性が非常に高い．今後は，RIP をより簡易に測定するための代
Fig. 4 淡水環境中における固液分配係数（Kd ）の変動幅．

替的な実験手法の開発や，基本的な土壌特性から RIP を推定するための手法（Nakao et al., 2015; Uematsu et al.,Fig. 5 河川水中の放射性セシウムの固液分配係数（Kd ）と電気伝導度（EC）の関係．Ochiai et al.（2015）（阿武隈川水系と浜通d) 及び Tsuji et al.（2014）c) の EC 値は論文中の実測値，Hirose et al.（1990）
りの二級河川）（阿武隈川水系）（石狩川，北上川，利a)b) の EC 値は，採水地点及び採水日に最も近い実測値ま
根川及び九頭竜川の各水系） 及び Matsunaga et al.（1991）（久慈川水系）
たは推定値（EC 値の季節変化等を考慮）を水文水質データベース（国土交通省, 2016）に基づき与えた．

総説：農業環境中における放射性セシウムの挙動

2015）の開発等が必要だろう．そのためには，広域での粘土鉱物組成データの収集 · 整備だけでなく，K や安定
Cs 等，放射性 Cs よりも分析し易い元素の土壌 – 植物系

15

生じやすさの指標として，移行係数（transfer factor, TF）が用いられる．

TF =における挙動を明らかにすることが必要である．また，

RIP 実験では具体的にどの吸着サイトにおける放射性 Cs

PCs
MCs

(8)

捕捉を測定しているのか等について，明らかにすべきだ

ここで，PCs 及び MCs は，それぞれ，作物（体の一部）

ろう．さらに，環境中での実効的な Kd 値には，有機物及び土壌（の作土層）の放射性 Cs 濃度（Bq kg−1 ）であ動態が深く関係することが知られているが（Staunton etる．突発的な事故等によって生じる直接汚染は前もってal., 2002; 山口, 2014），その詳細は未解明であり，有機物
分解等と環境中での Kd 変動を関連づけるための物質循

予測出来ないが，間接汚染は，土壌 – 作物系における放環的研究が必要である．

が可能である．

4. 作物への放射性セシウムの移行と抑制
4.1 直接汚染（直接沈着）
東電 FDNPP 事故直後は，放射性 Cs による農作物汚染は植物体地上部の吸収（葉面や樹皮からの吸収と転流）
による直接汚染（直接沈着）が主体であり，葉菜（Ohse etal, 2015），小麦（田野井, 2013），茶（Tagami et al., 2012;
Hirono and Nonaka, 2016），果樹（佐藤ら, 2014），牧草（Sunaga et al., 2015）等の直接汚染（または次節 4.2 で記述する間接汚染との混合型）が各地で生じた．また，2013 年産の水稲玄米では，南相馬市付近で局地的な直接汚染が生じた（農林水産省ら, 2015b）．その原因は，稲体に付着した大気降下物（水溶性物質や，放射性微粒子からの溶出等）であり，その起源については，周辺の土壌粒子由来ではないことが各試料の 134 Cs/137 Cs 濃度比に基づき示された（Matsunami et al., 2016）．
大気降下物による放射性 Cs の沈着は，事故直後と比較すると非常に小さいが，現在も続いている（原子力規制委員会, 2016）．農作物への影響は非常に小さいと考えられるが，2013 年産水稲玄米への直接汚染のような事例も生じていることから，今後も広域での長期的なモニタリングが必要である．各地でのモニタリング（原子力規制委員会, 2016）によれば，事故による放射性 Cs 沈着量

射性 Cs の物質循環を理解することにより，予測と制御

2011 年 4 月には，全国各地における 1960 年代からのANT 由来 137 Cs の水田土壌から水稲玄米への放射性 Cs
移行係数（transfer factor, TF）の長期モニタリングデー
タ（Fig. 6）に基づき，TF < 0.1 の仮定の下，放射性 Cs
濃度が 5000 Bq kg−1 以上の農地土壌での作付けが制限された（当時の食品の暫定基準値：500 Bq kg−1 ）．これは一定の成果を挙げたが，K 長期無施用の圃場等（分析
総数の 0.2 %）で，当時の暫定基準値超過が見られた（農林水産省ら, 2014; 八戸ら, 2015）．2011 年より，福島県
及び北関東各地の水田圃場において様々な K 肥料及びK 含有資材の施用試験が行われ（齋藤ら, 2014; 佐久間 ·佐藤, 2014; 神山ら, 2015; Kato et al., 2015），水稲玄米への放射性 Cs の移行が K 施用（K 肥料及び K を含む堆肥や粘土鉱物資材等）によって抑制されることが，圃場レ
ベルで初めて実証された（Fig. 7）．水稲の根吸収における K+ と Cs+ の競合のため，K 施用が放射性 Cs 吸収抑制に有効であることは，実験室レベルでは以前より知られていた（天正ら, 1961; 津村ら, 1984）．二本松市の水田土壌（齋藤ら, 2014; 佐久間 · 佐藤, 2014）における K 施用による 137 Cs 吸収抑制効果は，K+ 濃度を Cs+ 吸収の阻害因子とする Michaelis-Menten 型のモデル式（Shawand Bell, 1991）と K+ 欠乏で発現する K+ 輸送体タンパ
ク質合成を考慮して，説明することが出来た（Fujimura
et al., 2014）．また，基肥としての K 施用量をゼロからが大きかった地域ほど，現在も放射性 Cs 降下量が多い
結果が得られており，放射性 Cs の再浮遊と沈着が，地域
スケールで繰り返し生じていると考えられる．また，大気中の 137 Cs 濃度は明瞭な季節変化を示し，都市域（福島市，郡山市）では冬季に極大，非都市域（浪江町津島地区）では夏季に極大となる（北ら, 2016）．これについて，
冬季の極大値は都市部での人為的な活動起源，夏季の極
大値は植物由来の有機物粒子起源が主体と考えられている．伊達市では，一年間に 2 回，冬季と夏季にピークが見られ，2012 年から 2015 年にかけての大気中 137 Cs 濃
度減衰は，物理的半減期よりもずっと早く，一年でほぼ半減していた（Kitayama et al., 2016）．今後，これらの知見を集積することにより，長期的な放射性 Cs 降下量予測やその実体の解明が可能になると考えられる．

4.2 間接汚染（経根吸収）と移行係数
土壌に沈着した放射性 Cs の根からの吸収を通じた作物への移行は間接汚染（経根吸収）と呼ばれ，間接汚染のFig. 6 全国各地の水田 6 ∼ 10 地点（1959 ∼ 1968 年）及び 11∼ 15 地点（1969 年以降）における大気圏内核実験（ANT）由来グローバルフォールアウト 137 Cs の水稲玄米への移行係数（TF）の平均値．Komamura et al.（2005）及び駒村ら（2006）に基づき計算．エラーバーは最大値・最小値を表す．

16

土壌の物理性第 135 号(2017)

が，牧草（Delvaux et al., 2000），水稲（農林水産省ら,
2014），ダイズ（Takeda et al., 2014; 農林水産省ら, 2015）
等で示されている．土壌の RIP は，土壌タイプによって異なり，黒ボク土で比較的低く，台地土や低地土でやや高い傾向がある（農林水産省ら, 2015a）．また，異なる
土壌特性や様々な K 肥料 ·K 含有資材の施用効果を総合的に考慮して，水稲玄米への TF を予測できる簡易モデ
ルの開発が進められている（Eguchi et al., 2015）．これ
は，欧州で開発された Absalom et al.（1999）の TF 予測
モデルを一部改良したものであり，モデル入力値としては，オリジナル版で必要とされる土壌の粘土含量，交換性 K 含量及び放射性 Cs 降下後の日数の 3 点に加えて，Fig. 7 福島県及び北関東の異なる水田土壌（GLS = 灰色低地
土; LPS = 低地水田土壌; WA = 多湿黒ボク土; Gl = グライ土）
における 2011 及び 2012 年産水稲玄米への移行係数（TF）と収穫後の作土の交換性カリウム（K+ ）含量の関係（二本松 2 のみ 2012 年産）：a）Kato et al.（2015）; b）齋藤ら（2014）; c）
神山ら（2015）; d）佐久間 · 佐藤（2014）．

過剰量まで増加させると（0 → 57 g K m−2 ），水田土壌の交換性 137 Cs 含量を減少させる（234 → 25 Bq kg−1 ）ことが示された（Saito et al., 2015）．これは，K+ 濃度の増加に伴い，FES 及び層間への K+ 吸着が進んだ結果，
電気的斥力を失った層間が閉じたことによると考えられる．同様に，土壌中の FES 量や，RIP という土壌特性もまた，基本的に固定値ではなく，K 施肥やその他の環境条件（例えば，乾湿の繰り返し等：中尾ら, 2011）によって変動しうるため，個々の農地の管理状況の把握が必要である．
各地での試験結果に基づき，2012 年には，水稲玄米の放射性 Cs 濃度を新たな基準値（100 Bq kg−1 ）以下に抑えるための土壌中交換性 K 含量の目標値として，25 mg

K2 O/100 g 乾土が設定された（農研機構, 2012）．水稲玄
米への TF は，K 施肥等の対策をしない圃場でも経年的に減少するが（Fujimura et al., 2015; Yang et al., 2016），
水田土壌の特性（RIP が低い等）によっては，基準値を超過する玄米が生産される可能性がある．実際，2013 年
産の水稲玄米では，K 施肥対策をとらなかった圃場 1 地点において，基準値超過が生じた（農林水産省ら, 2014）．
福島県内での徹底した K 施用等の吸収抑制対策により，2015 年産水稲玄米の全袋調査では，ついに 100 Bq kg−1
超過件数はゼロとなった（福島県, 2016）．さらに，ダイズ，ソバ，牧草においても，K 施用による放射性 Cs の移行抑制効果が実証された（信濃, 2015）．ただし，これらの畑作物では，土壌中交換性 K 含量の目標値が水田よりも高く，ダイズ，ソバ及び牧草について，それぞれ，30，
30 及び 30 ∼ 40 mg K2 O/100 g 乾土が必要となる（信濃,2015）．
福島県内全域を対象とした K 施用対策を，今後も毎年継続することは予算的に困難であり，圃場毎の土壌特性（RIP 等）を考慮した，よりきめ細やかな対策案（適切なK 施肥シナリオ）の提示が求められている．土壌の RIPと作物による放射性 Cs 吸収が負の相関関係にあること

土壌の粘土鉱物組成を表すための土壌特性パラメータとして，RIP 値を使用する．本モデルの開発と検証が進めば，福島県内を中心とした広域 RIP マップ（Yamaguchi

et al., 2017）を利用することにより，広域での適切な K
施肥シナリオの提案が可能となる．
表土剥ぎによる除染後の水田では，通常の水田よりも玄米の TF が一桁ほど高くなる場合がある（Yang et al.,2016）．これは，主に交換性 K 含量の低下によるものと考えられ，TF と交換性 K 含量の関係で整理すれば，通常の水田との違いは見られない（藤村ら, 2016）．即ち，通常水田と同様の K 施用対策をとれば，除染後水田においても TF を低く維持することが出来る．玄米収量は，水による土壌攪拌 · 除去方式（石田ら, 2014; 牧野ら, 2015）
や表土剥ぎ · 客土方式（環境省, 2014）による除染後の水田でやや低下する傾向（試験圃場 4 ヶ所のうち，3 ヶ所で減少，1 ヶ所で増加）もあるが（藤村ら, 2016），土壌の可給態窒素含量との密接な関係が示されており，窒素肥沃度を高めることで改善が期待できる．一方，除染後の農地では，客土された土壌の侵食が大きな問題となっており，カバークロップによる侵食防止技術の開発が進められている（信濃, 2015）．

5. 農地における放射性セシウムの出入り
農地における放射性 Cs 収支は，物理的な放射壊変以
外では，大気降下物（乾性，湿性），灌漑水，作物残渣等の収入と，作物吸収（収奪），表面流出（土壌侵食），暗渠
流出，溶脱等の支出との差し引きで決まる．これらの過程は溶存態または懸濁態で生じるが，量的には懸濁態が主体となるため，SS 収支を把握することが重要になる．
傾斜畑では，一般に，土壌侵食による支出項が卓越し，SS 収支は負値となる．1959 ∼ 1973 年に全国 8 ヶ所で行われた傾斜ライシメータ試験（傾斜 5◦ ∼ 10◦ ，斜面長 15∼ 20 m，標準栽培区）の結果によれば，年間の SS 収支は−7.9 ∼ −0.1 Mg ha−1（平均 −2.3 Mg ha−1 ）であった（谷山, 2002）．これに対して，1993 ∼ 1998 年に秋田県，千葉県及び滋賀県の慣行栽培水田（計 11 地点）を対象に行われた SS 収支モニタリングによれば，年間 0.05 ∼ 0.47
Mg ha−1 の SS 流入，0.20 ∼ 4.20 Mg ha−1 の SS 流出があり，SS 収支は，−4.16 ∼ 0.03 Mg ha−1（正値は 2 地点）

総説：農業環境中における放射性セシウムの挙動

17

Table 1 水田における放射性セシウム（Cs）の年別の収支

でないが，各地の定点で調査データを蓄積することによ（土壌中の放射性 Cs 存在量に対する百分率で表示）．

り，経験的な減衰係数を用いた解析（Smith et al., 2004;

収穫年

2011
2012
2012
2012

放射性 Cs存在量

放射性 Cs収支

kBq m−2
589

%
−2.96

谷山ら（2014）()
3
4
10 to 10

−0.40

Yoshikawa et al.
（2015）

+0.07
−0.48

出典

同上
同上

2012
2012
2012
2012
2012

308
25
323
342
61

−0.14
−1.04
+0.093+0.13−0.002

恩田ら（2014）

2013

(
)
103 to 104−0.060

Yoshikawa et al.
（2015）

2013
2013

−0.97
−2.48

同上
同上

Iwagami et al., 2016）が可能となる．水田土壌の放射性Cs インベントリーについても，定点データを多点で長期間蓄積し，CNPP 事故後の欧州データとも比較しながら，経験的な減衰係数等のパラメータを整理 · 活用していく必要がある．

6. おわりに
今後，営農再開と中 · 長期的な農作物生産の安全性確保のため，地目 · 作目毎の管理等に応じた様々な調査研同上究が必要となる（Yamaguchi et al., 2016b）．課題は広範同上囲に及ぶが，ここでは，土壌物理学と深く関係する研究同上
同上

課題として，次の 4 点を挙げたい．
一つ目は，土壌中における放射性 Cs の挙動に強く影響する巨視的パラメータとしての Kd のデータベース構
築とモデル化（関数化）である．土壌中の水移動 · 溶質

2014
2014

210
210

+0.24
+0.16

鶴田ら（2015）

輸送過程の説明 · 予測のために不飽和透水係数や分散係同上

数（分散長）といった巨視的パラメータが必要とされる

2015
2015

208∗

+0.093−0.022

中島ら（2016）のと同様に，Kd は，土壌中における放射性 Cs の挙動を同上

説明 · 予測する上で必要不可欠なパラメータである．環208∗

Mean ± SD−0.52 ± 0.98
∗ 鶴田（2015）からの計算値（推定値）

であった（谷山, 2002）．即ち，畑と水田の SS 収支は基
本的に負値であり，リンや放射性 Cs 等，土壌粒子に強く吸着する元素の収支もまた負値となる．その結果として，全国各地の水田土壌における ANT 由来 137 Cs イン
ベントリーの実効的半減期は，物理的半減期（30.1 年）
よりもずっと短く，9 ∼ 24 年であった（駒村ら, 2006）．
東電 FDNPP 事故後，福島県内各地の水田で放射性 Cs
収支が観測され，既往の知見に反することなく，負値が境中における実測 Kd の中身と変動要因を理解し，他の変数（土壌特性，水質条件，経過時間等）で Kd を表現する方法（関数化）が開発されれば，放射性 Cs 沈着直後から長期的な将来予測までを，圃場 ∼ 地域レベルでモデル解析することが可能となる．
二つ目は，土壌特性（RIP 等）や地目 · 作目に応じた

K 施肥の適正化（必要な圃場にだけ必要な量を施用すること）のための，予測精度の高い TF 予測モデルの開発である．このモデルは，東電 FDNPP 事故後に測定された TF だけでなく，1960 年代以降，全国各地で測定されてきた ANT 由来 137 Cs の TF（Fig. 6）に対しても適用でき，今後 30 年間以上にわたる将来予測や K 施肥シナ
リオ分析が出来るものとする必要がある．

多く示されている（Table 1）．しかし，その結果は圃場

三つ目は，東電 FDNPP 事故直後に沈着した放射性 Cs

間や年次間で大きな変動を示し，全体の変動係数 CV はの実体とその広域分布の解明である．各地に沈着した放非常に大きい（188 %）．圃場レベルの放射性 Cs 収支は，

射性 Cs の形態は，水溶性エアロゾルとケイ酸ガラス質

土壌特性や気象条件だけでなく，農家による圃場毎のCs ボールの両方が考えられるが，どのタイミングでどの

土壌 · 水管理方法に依存する要因が非常に大きいため，

地域にどちらがどれだけ降下したのかについては，当時予測が難しい．また，通年で実測するためには，高価なのデータが非常に限られていることもあり，不明な点が自動観測 · 採水システム（パーシャルフリューム，三角多い．現在の環境中に残存する放射性 Cs の実体のより

堰，雨量計，濁度計，データロガー，太陽パネル，バッ

詳細な解明等により，当時の降下状況を再現することがテリー，自動採水装置等で構成）の構築が必要となるだ

出来れば，Kd や TF 予測モデルの適用範囲 · 条件が大きけでなく，谷津田等では水や SS の流入 · 流出が圃場のく変わる可能性がある．

至る所で生じるため，水 · 物質収支の実測が非常に難し

最後に，四つ目は，長期的な放射性 Cs 動態予測のため

い．したがって，放射性 Cs 収支を多地点で実測するこの，安定 Cs の動態解明である．安定 Cs については，ことは現実的に不可能であり，広域かつ長期での実態把握れまでも多くの研究が実施されており，安定 Cs の TF にのためには，その代替策として，水田土壌の放射性 Cs

対する ANT 由来 137 Cs の TF の比は，白米では約 2.6 倍

インベントリーを広域で長期的に定点モニタリングする（Tsukada et al., 2002）や約 1.5 倍（Uchida et al., 2009），

こと（駒村ら, 2006）が必要である．流域レベルでの河玄米では約 1.8 倍（Kamei-Ishikawa et al., 2008; Uchida
et al., 2009）といった報告がある．東電 FDNPP 事故後

川からの放射性 Cs 流出もまた同様に予測 · 実測は容易

土壌の物理性

18

第 135 号(2017)

は，飼料用牧草（Harada et al., 2015）や水稲（Kondo et

Chibowski, S., Zygmunt, J. and Klimowicz Z. (1999): Investi-al., 2015）における安定 Cs の移行や安定 Cs が事故由来 137 Cs の移行に及ぼす影響等が調査されている．しかし，環境中における安定 Cs の Kd と放射性 Cs の Kd の関係や，相対的に多量に存在する安定 Cs の濃度変動が放射性 Cs の Kd に及ぼす影響等については，環境中でのgation of adsorption and vertical migration of 137 Cs in three

研究事例が見当たらない．一方，室内実験では，モンモ
リロナイト及びイライトにおける 137 Cs の K

kinds of soil at Lublin vicinity. Journal of Radioanalytical andNuclear Chemistry, 242(2): 287–295.
Cremers, A., Elsen, A., De Preter, P. and Maes, A. (1988): Quantitative analysis of radiocaesium retention in soils. Nature, 335:
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d に対する

Delvaux, B., Kruyts, N. and Cremers, A. (2000): Rhizospheric

安定 Cs 濃度の影響は非常に大きいことが示されている

mobilization of radiocesium in soils. Environmental Science（Staunton and Roubaud, 1997）．環境中での放射性 Cs のand Technology, 34(8): 1489–1493.

挙動を安定 Cs の物質循環と関連づけて詳細に明らかにすることが，放射性 Cs の長期的な挙動を理解するための一番の近道かもしれない．

江口定夫 (2014): 放射性セシウムの沈着と農地土壌における輸送過程. 日本土壌肥料学雑誌, 85(2): 80–85.

Eguchi, S., Yamaguchi, N., Kohyama, K. and Taniyama, I. (2015):
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謝辞

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191. 13th International Conference on the Biogeochemistry of

本研究の一部は，農林水産省委託プロジェクト「農地等の放射性物質の除去 · 低減技術の開発 — 農地土壌における放射性セシウム動態予測技術および拡散防止技術の開発 —」及び JSPS 科研費 26511001 の成果である．

Trace Elements, 12–16 July 2015, Fukuoka.
江口定夫，吉川省子，板橋 直，三島慎一郎，坂口 敦，朝田 景，
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要

旨

本稿では，主に 2011 年の東京電力福島第一原子力発電所事故後 5 年間に得られた新たな知見に基づき，1986 年のチェルノブイリ事故後に欧州で得られた知見と比較しながら，農業環境中における放射性セシウム（Cs）の挙動を概説する．特に，土壌から作物への放射性 Cs 移行係数（TF）を低下させるための最も効果的な対策であるカリウム（K）施用，数 µm サイズの粒子状放射性 Cs 沈着物の発見とその実体把握，環境中での実効的な固液分配係数（Kd ）の変動を説明するための Kd の定式化，日本だけでな
く欧州においても土壌中の放射性 Cs 移動速度が既往の知見から予測される以上に速いこと，土壌の放射性 Cs インベントリーを長期モニタリングすることの重要性，等の話題に焦点を当てる．今後，汚染土壌及び除染後の土壌において安全な作物生産を長期的に持続する上で必要と考えられる研究課題としては，Kd データベースの整備と Kd の定式化，短期 ∼ 長期的な TF 予測モデルを用いた適切な K 施用
シナリオの提示，2011 年における水溶性及び粒子状の放射性 Cs 沈着マップの再構築および農業環境中での安定 Cs の物質循環と関連付けた放射性 Cs の物質循環の理解が挙げられる．
キーワード：移行係数（TF），カリウム施用，固液分配係数，放射性セシウム捕捉ポテンシャル（RIP），
フレイドエッジサイト（FES）

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