平成 23 年度科学技術戦略推進費「重要政策課題への機動的対応の推進
及び総合科学技術会議における政策立案のための調査」「放射性物質による環境影響への対策基盤の確立」

東京電力株式会社福島第一原子力発電所の事故に伴い放出された
放射性物質の分布状況等に関する調査研究結果平成 24 年 3 月

文部科学省 原子力災害対策支援本部
農林水産省 農林水産技術会議事務局

.

放射線量等分布マップの作成等に関する報告書（第 1 編）

文部科学省
原子力災害対策支援本部

.

第１編-目次
１． 背 景 ......................................................................... 1-1
２． 実施内容等 .................................................................... 1-3
2.1 放射線量等分布マップ作成の基本的な考え方 .................................... 1-3
2.2 本調査における全国の研究機関等からの協力 .................................... 1-3
2.3 調査概要 .................................................................... 1-4
2.3.1 調査スケジュール ........................................................ 1-4
2.4 放射線量等分布マップの作成及び公表 .......................................... 1-5
３. 空間線量率マップ、土壌濃度マップの作成 ....................................... 1-15
3.1 本調査の対象範囲、調査箇所数 ............................................... 1-15
3.1.1 空間線量率の測定範囲、土壌採取範囲の考え方 ............................. 1-15
3.1.2 メッシュ設定の考え方 ................................................... 1-15
3.1.3 調査箇所の設定 ......................................................... 1-16
3.2 土壌の採取方法 ............................................................. 1-19
3.2.1 土壌の採取方法の検討に向けた予備調査 ................................... 1-19
3.2.2 土壌の採取方法 ......................................................... 1-20
3.2.3 土壌採取場所の選定 ..................................................... 1-20
3.3 土壌中の放射能濃度の測定 ................................................... 1-25
3.3.1 測定機関 ............................................................... 1-25
3.3.2 土壌中の放射能濃度の測定 ............................................... 1-25
3.4 空間線量率の測定 ........................................................... 1-26
3.4.1 土壌採取箇所における空間線量率の測定 ................................... 1-26
3.4.2 走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定 ............................. 1-28
3.5 空間線量率の測定及び土壌採取の実施体制及び記録 ............................. 1-31
3.5.1 空間線量率の測定及び土壌採取の実施体制 ................................. 1-31
3.5.2 調査の記録 ............................................................. 1-32
４．空間線量率マップ及び土壌濃度マップの作成結果 .................................. 1-40
4.1 空間線量率マップ及び土壌濃度マップの作成方針 ............................... 1-40
4.2 空間線量率マップ ........................................................... 1-40
4.2.1 土壌採取箇所における空間線量率の測定結果 ............................... 1-40
4.2.2 走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定結果 ......................... 1-44
4.2.3 考察 ................................................................... 1-48
4.3 放射性セシウムの土壌濃度マップ ............................................. 1-53
4.3.1 放射性セシウムの核種分析結果 ........................................... 1-53
4.3.2 放射性セシウムの土壌濃度マップの作成及び考察 ........................... 1-53
4.4 ヨウ素 131 の土壌濃度マップ ................................................. 1-65
4.4.1 ヨウ素 131 の核種分析結果とマップ化にあたってのデータの選択方法.......... 1-65
I

4.4.2 ヨウ素 131 の土壌濃度マップの作成及び考察 ............................... 1-66
4.5 テルル 129m 及び銀 110m の土壌濃度マップ ..................................... 1-73
4.5.1 テルル 129m 及び銀 110m の核種分析結果とマップ化にあたってのデータの選択方法1-73
4.5.2 テルル 129m 及び銀 110m の土壌濃度マップの作成及び考察 ................... 1-73
4.6 アルファ線放出核種及びベータ線放出核種の土壌濃度マップ ..................... 1-82
4.6.1 試料の選択及び分析方法 ................................................. 1-82
4.6.2 プルトニウム及び放射性ストロンチウムの土壌濃度マップの作成及び考察...... 1-82
4.7 総合的な考察 ............................................................... 1-88
4.7.1 本調査で検出された放射性核種の影響 ..................................... 1-88
4.7.2 チェルノブイリ原発事故による放射性物質の影響との比較 ................... 1-90
4.7.3 将来的な影響 ........................................................... 1-96
５. 放射線量等分布マップ拡大サイトの公開と放射線量等データベースの構築............ 1-97
5.1 データ公開の基本的考え方 ................................................... 1-97
5.2 放射線量等分布マップ拡大サイトの公開 ....................................... 1-97
5.2.1 放射線量等分布マップ拡大サイトのシステム構成 ........................... 1-97
5.2.2 公開に向けた検討 ....................................................... 1-97
5.2.3 公開状況と考察 ......................................................... 1-98
5.3 データベースの構築 ........................................................ 1-101
5.3.1 データベースの設計方針 ................................................ 1-101
5.3.2 格納データの設計 ...................................................... 1-101
5.3.3 アクセス制限付きデータベースの構築 .................................... 1-101
5.3.4 一般公開用データベースの構築 .......................................... 1-102
６. まとめ ...................................................................... 1-105

II１． 背 景平成 23 年 3 月 11 日に太平洋三陸沖を震源として、マグニチュード 9.0 の東北地方太平洋沖地震が発生し、さらに東北地方から関東地方にかけての太平洋岸では津波の被害を受けた。東京電力株式会社福島第一原子力発電所（以下、「福島第一原発」という。）も被災し、運転中の 1～3
号機の原子炉は停止したが、津波により、6 号機を除いて全交流電源を喪失し、1～3 号機の原子炉については原子炉圧力容器への注水ができない事態が一定時間継続したため、炉心溶融に至った。また、停止中であった 4 号機においても、原子炉建屋で水素が原因と見られる爆発があり、原子炉建屋の上部が破壊されたほか、2 号機においても格納容器のサプレッションチェンバー室付近と推定される場所で水素爆発が発生し破損が生じたと見られる。
その結果、福島第一原発の原子炉施設から環境中へ大量の放射性物質が放出された。本事故に伴う放射性核種ごとの放出量の推計値は、同年 4 月 12 日の原子力安全委員会の発表によると、ヨ「Cs-137」という。)は
ウ素 131(以下、「I-131」という。)は 1.5×1017Bq、セシウム 137(以下、
1.2×1016Bq となり、国際原子力・放射線事象評価尺度 (INES)において、本事故は、1986 年に旧ソビエト社会主義共和国連邦キエフ州（現在のウクライナ）のチェルノブイリ原子力発電所（以下、「チェルノブイリ原発」という。
）の 4 号炉で発生した爆発事故（以下、「チェルノブイリ原発
事故」という。
）と同様に最悪の「レベル７」と評価された。
文部科学省等は、このような不測の事態を受け、事故発生直後から継続的に、福島第一原発の近隣を中心として、緊急的に放射線モニタリングを実施してきた。その結果、次第に、福島第一原発周辺を中心に、本事故による放射線の影響が明らかとなってきた。
このような状況を受け、原子力災害対策本部長である内閣総理大臣の指示により、同年 4 月 22日、既に避難指示が出されていた福島第一原発から 20km 圏内が「警戒区域」となり、20km 圏外
でも「計画的避難区域」、「緊急時避難準備区域（平成 23 年 9 月 30 日解除）」が設定された。
また、同日、政府原子力災害対策本部は、「環境モニタリング強化計画」を決定し、関係機関が実施する環境モニタリングの測定データの取りまとめ及び公表を一元的に実施する機関として、
文部科学省を指定した。
文部科学省は、同年 5 月 11 日に本計画の決定を受けたモニタリングの強化策として、陸域モニタリングの測定点の追加及び適正化、航空機モニタリングの継続実施、及び海域モニタリングの広域化とともに、陸域モニタリングの結果に基づく放射線量等分布マップを作成することを示した。この中で、放射線量分布等マップの作成においては、本方針において、農林水産省、独立行政法人日本原子力研究開発機構（以下、「原子力機構」という。
）、大学等と連携して、福島県を含む広域で土壌を採取、分析し、その結果に基づき、放射性物質の分布図を作成することとした。
また、放射線量等分布マップの作成スケジュールとして、I-131 が物理的減衰（半減期 8.02 日）
により測定が困難となる前に、平成 23 年 8 月初めを目途として暫定版を作成することを示した。
その後、政府原子力災害対策本部は、同年 5 月 17 日に公表した「原子力被災者への対応に関する当面の取り組み方針」で、被災者の安心・安全の確保のため、環境モニタリング等の充実（環境モニタリング強化計画）を改めて示した。本計画は、様々な手法を駆使し総合的な放射線モニタリングを実施することを示したものである。その中で、特に放射線量等分布マップを策定・公
1-1

表し、これとともに計画的避難区域等の重点的な測定を実施し、事故状況の全体像の把握や区域等の解除に向けて活用する方針が示されたところである。
一方、大学関係者の間においても、福島第一原発周辺の環境モニタリングに関する必要性を認
識し、事故直後から放射線スクリーニング活動や各大学における環境モニタリング等、様々なボ
ランティア的な活動を実施する研究者が多く存在した。この中で、原子核物理関係の研究者と地球惑星科学関係の研究者は、「環境放射線核物理・地球科学合同会議」を結成し、早期の大規模調査に向けて活動を開始した。並行して、同年 4 月 4 日に、日本学術会議は福島第一原発を中心に詳細な調査を実施することが必要である旨、緊急提言を取りまとめるとともに、日本学術会議の総合工学委員会の中の事故対応分科会の下に「原発事故による環境汚染調査に関する検討小委員会」を設置し、活動の必要性を訴えた。
以上のような背景から、総合科学技術会議は、同年 5 月 19 日に平成 23 年度 科学技術戦略推
進費「重要政策課題への機動的対応の推進及び総合科学技術会議における政策立案のための調査」
によるプロジェクト（プロジェクト名：「放射性物質による環境影響への対策基盤の確立」）を発表した。
同プロジェクトにおいては、
具体的な目標として、
放射性物質の分布状況の把握等の調査研究、技術開発を行い、その基盤を確立して、これに引き続き関係府省による継続的な対策を可能とす
ることが設定された。また、放射性物質による住民の健康管理等に必要な将来にわたる継続的な調査分析を行う上では、空間線量率や陸域土壌等への放射性物質の沈着量の広範囲な分布状況について、緊急的なモニタリングに比して、格段に詳細かつ精緻に把握することが不可欠となっていること、観察が困難になってきていた I-131 の影響の観察を梅雨を迎える前に早急に実施することという、調査の重要性、緊急性を示した。
文部科学省は、上記のような状況を踏まえ、放射線量等分布マップを早期に作成し、これを継続的に更新・充実していくことが必要と考え、「放射性物質の分布状況等に関する調査研究」を関係自治体や原子力災害現地対策本部等、関係府省、大学連合と連携し、実施することとなった。
この「放射性物質の分布状況等に関する調査研究」の実施内容は、これまでの陸上モニタリン
グや航空機モニタリングの結果を参考にして、新たに福島県及びその近隣県の空間線量率、陸地
土壌等における放射性物質の分布状況等を詳細に把握することを目的にしたものである。
なお、その後、関係府省、関係自治体及び事業者が行うモニタリングの調整等を一元的に行う「モニタリング調整会議」が同年 8 月 2 日に決定した「総合モニタリング計画」においても、空間線量率の分布状況を提供する「空間線量率マップ」、福島第一原発から概ね 100km 圏内の地表面への放射性物質の沈着状況を確認する「土壌濃度マップ」、農地土壌における広域での放射性物質の濃度分布を把握するための「農地土壌中の放射性物質濃度分布図」の作成が位置づけられている。その他、政府原子力災害対策本部が同年 8 月 9 日に決定した「避難区域等の見直しに関する考え方」において、空間線量 2km メッシュ調査、土壌濃度マップの作成など徹底的なモニタリン
グを実施し、警戒区域及び計画的避難区域における線量の状況を詳細に把握・評価することが必要とされており、継続的な放射線量等分布マップの作成の必要性が掲げられてきている。

1-2

２． 実施内容等
本調査研究は、放射線量等分布マップの作成を通じて、事故状況の全体像の把握、避難区域等の解除に向けて活用するという基本的方針に基づき、関係府省や地方自治体等の関係機関からの協力を得て、
・空間線量率の測定、土壌試料の採取・核種分析等（事前の準備、検討を含む）を実施
・得られた測定結果を基に、放射線量等分布マップを作成（作成結果に基づく考察を含む）
・測定結果及び放射線量等分布マップについて、専門家で構成された検討会で妥当性の確認・検討会で妥当性の確認後、公開といったステップで進められた。表 2-1 に実施内容及び実施機関をまとめる。このうち、土壌試
料の放射性核種分析は、表 2-2 に示した、全国の 21 の研究機関の協力を得て実施した。

2.1 放射線量等分布マップ作成の基本的な考え方
放射線量等分布マップは、住民の被ばく線量の指標となる「空間線量率マップ」、及び地表面における放射性物質の沈着状況を確認するための「土壌濃度マップ」（本書では、土壌表層近くに残留している単位面積当たりの放射能量の分布状況についてイメージをつかみやすくため、便宜的に「土壌濃度マップ」と表現する）で構成され、現況における福島第一原発の事故（以下、「福島
第一原発事故」という。
）に伴い放出された放射性物質の影響の全体像を把握することを可能とするものである。
一方、放射性物質の物理的減衰に加え、自然現象による移行や、今後進められる除染作業等により、地表面における放射性物質の沈着状況が変化することが予見される。そのため、今後の継続的な放射線量等分布マップの作成を視野に入れ、事故後の初期段階における放射性物質の影響を確認するため、降雨により、放射性物質の沈着状況に影響を与える梅雨が本格化する前に空間線量率の測定、土壌の採取を実施することとした。また、事故直後の段階で被ばく線量に大きく寄与していたと考えられる I-131 は半減期が 8.02 日と短いため、可能な限り早い時期に放射能濃度を定量することとした。

2.2 本調査における全国の研究機関等からの協力「空間線量率マップ」、及び「土壌濃度マップ」は、各調査箇所における空間線量率及び土壌（表層）中の放射能濃度の測定結果が基礎データとなる。本調査では、短期間で早急に土壌の採取、測定等を進める必要があり、多くの参加者を募り、協力を得る必要があった。この協力者の招集にあたっては、事故発生当初から、緊急被ばく医療におけるスクリーニング検査等において大学等の研究者を招集する実績を有しており、福島第一原発事故の発生当初から環境モニタリング調査の必要性を主張し、土壌採取に必要な資機材を準備していた大阪大学に依頼した。その結果、
表 2-3 に示す全国 93 の大学等の研究機関（医療機関含む）及び三つの民間企業（各学会への協力要請を通じての参加）より 409 名の協力を得て、空間線量率の測定、土壌試料の採取が進められた。
なお、
空間線量率が高く、立ち入りが制限されている、
福島第一原発から 20km 圏内については、
1-3東京電力株式会社を通じて、電気事業連合会（以下、「電事連」とする。）の現地支援チーム 31
名の協力を得て、空間線量率の測定、土壌試料の採取が進められた。

2.3 調査概要
放射線量等分布マップの作成にあたっては、測定精度を確保するため、土壌の採取、測定等の調査手法の統一化、効果的な調査体制のあり方について事前に検討した。特に、土壌の採取、空間線量率の測定に協力した者の多くが、実施期間全てを通じて調査に参加することが困難であり、途中で人員を交代する必要性があったため、調査手法を統一した上で、調査マニュアルを作成し、協力者に事前に周知した。また、将来的に放射線量等分布マップを作成する際のフィードバック
等に活用できるよう、調査結果の記録方法についても事前に検討した。
これらの事前検討の結果を受けて、以下の測定を実施するとともに、各調査箇所について、全地球測位システム（Global Positioning System ）(以下、「GPS」という。)で緯度、経度を測定し、位置情報を取得する等、放射線量等分布マップを作成するために必要なデータを取得した。
(1) 空間線量率
土壌を採取した場所において、校正済みの放射線測定器(以下、「サーベイメータ」という。) を用いて、地表面から 1m の高さの空間線量率を測定した。また、道路周辺における放射性物質の分布状況を詳細に把握するため、空間線量率の測定値と位置情報を同時に記録できる KURAMA システ
ムを乗用車に搭載し、国道や県道を中心に走行サーベイを実施し、道路周辺において連続的に空間線量率を測定した。
(2) 土壌（表層）中の放射性核種の放射能濃度の測定
各調査箇所において、ポリプロピレン製またはポリスチレン製の容器（以下、「U-8 容器」という。
）を用いて土壌表層から土壌試料を採取し、I-131、セシウム 134(以下、「Cs-134」という。
）、
Cs-137、テルル 129ｍ（以下、「Te-129m」という。
）及び銀 110m（以下、「Ag-110m」という。
）等のガンマ線放出核種について、全国の 21 の研究機関により、各機関のゲルマニウム半導体検出器（以下、「Ge 半導体検出器」という。
）を用いて、放射能濃度の測定が行われた。また、プルトニ
ウム 238(以下、「Pu-238」という。
）、プルトニウム 239＋240（以下、「Pu-239＋240」という。
）、
ストロンチウム 89（以下、「Sr-89」という。
）、ストロンチウム 90（以下、「Sr-90」という。
）のアルファ線放出核種及びベータ線放出核種については、 財団法人日本分析センター(以下、「日本
分析センター」という。
）
により、アルファ線放出核種についてはシリコン半導体検出器を用いて、ベータ線放出核種については低バックグラウンドベータ線測定装置を用いて、放射能濃度の測定が行われた。
2.3.1 調査スケジュール
本調査における空間線量率の測定及び土壌採取は以下のスケジュールで実施された。
（第一期調査：空間線量率測定・土壌採取、走行サーベイ）
1-4

・6 月 4 日～6 月 14 日
空間線量率測定・土壌採取：福島県（会津地方、いわき地方の一部を除く）、山形県、栃木県・6 月 4 日～6 月 13 日
走行サーベイによる空間線量率測定：福島県、山形県、宮城県、栃木県、茨城県※6 月 4 日、5 日は測定参加者に対する訓練を現地で実施（第二期調査：空間線量率測定・土壌採取）
・6 月 27 日～6 月 29 日
空間線量率測定・土壌採取：宮城県、福島県（会津地方）
・6 月 28 日～7 月 8 日
空間線量率測定・土壌採取：福島県（いわき地方の一部）、茨城県

2.4 放射線量等分布マップの作成及び公表
全ての測定結果は、必要に応じて、実施記録を確認し、空間線量率の測定結果、採取した土
壌表層の放射性核種ごとの放射能濃度の測定結果の妥当性を確認するとともに、GPS で得られた
緯度・経度情報と実施記録に記載された場所の情報を照合した上で、測定結果を国土地理院提供の地図上に示した。その上で、作成した放射線量等分布マップに基づいて、放射性核種ごとの沈着状況、沈着原因、今後の影響等を考察した。
作成した放射線量等分布マップは、詳細に確認できるようにするため、閲覧用 Web システム
「放射線量等分布マップ拡大サイト」を作成して公開することとした。また、測定データの一元管理を行うとともに、利用可能となるようデータベース化を進めた。
なお、各調査は、放射線量等分布マップ、農地土壌放射能濃度分布マップ作成及び放射性物
質の移行状況の確認に係る技術的事項の検討を行うために文部科学省内に設置した、「放射線量等分布マップの作成等に係る検討会」（以下、「マップ検討会」という。）（構成委員は表 2-4 参
照）に、適宜、進捗状況や調査結果を報告し、同マップ検討会の委員である専門家の意見を踏まえて実施した。

1-5

表 2-1 本調査における実施項目
調査段階

主な実施内容実施・協力機関

事前の調査、 ・実地調査（空間線量率の測定、土壌採取）の人員の確保、アレンジ
準備・メッシュの設定、種々の調査用マップの作
成・土壌採取方法の事前調査、調査時の実施マニュアル作成・採取予定地の実地確認

日本地図センター
筑波大学、広島大学、大阪大学
福島大学
大阪大学

・土壌採取資材、器具の調達
調査、測定

大阪大学、
日本原子力研究開発機構

大阪大学

・宿舎の確保（二本松市）
・実地調査（空間線量率の測定、土壌採取）

協力者（大学、研究機関等）(表 2-3 参照)

・KURAMA システムの提供、運用管理
・KURAMA システムの校正試験

京都大学、放射線医学総合研究所

・土壌試料の測定等の取りまとめ

日本分析センター、東京大学
表 2-2 参照

マップ作成

・ガンマ線放出核種の放射能濃度測定（クロスチェック含む）
・アルファ線、ベータ線放出核種の分析、放射能濃度測定
・測定データの取りまとめ、確認

マップ公開

・測定データのマップ化
・公開用 web システムの構築等

日本地図センター
日本原子力研究開発機構、
日本地図センター

1-6

日本分析センター
日本原子力研究開発機構、
東京大学

表 2-2 土壌試料の放射性核種分析の協力組織一覧
大学・機関名大阪大学

核物理研究センター
大学院理学研究科・理学部
大学院工学研究科・工学部
大学院薬学研究科
安全衛生管理部

大阪電気通信大学

工学部基礎理工学科・大学院工学研究科

金沢大学

理工研究域物質化学系
自然科学研究科・理工学域物質化学類
医薬保健研究域保健学系
医学系研究科・医薬保健学域保健学類
学際科学実験センター

九州大学

大学院理学研究院

京都大学

原子炉実験所
大学院工学研究科
理学部

高エネルギー加速器研究機構

素粒子原子核研究所
加速器研究施設

甲南大学

理学部

佐賀大学

文化教育学部

首都大学

大学院理工学研究科・都市教養学部理工学系

信州大学

教育学部（理数科学教育講座）

筑波大学

大学院理学研究科

東京工業大学

大学院理工学研究科・理学部
バイオ研究基盤支援総合センター

東京大学

大学院理学系研究科附属原子核科学研究センター

東北大学

大学院理学研究科・理学部
電子光理学研究センター

徳島大学

大学院ソシオ・アーツ・アンド・サイエンス研究部
大学院ヘルスバイオサイエンス研究部
総合科学部総合理数学科物質総合コース
医学部保健学科放射線技術科学専攻

新潟大学

理学部・大学院自然科学研究学科
機器分析センター

日本大学

文理学部・大学院総合基礎科学研究科

日本分析センター

放射能分析業務部

宮崎大学

工学部・大学院工学研究科

理化学研究所

仁科加速器研究センター
基礎基盤研究推進部

立教大学

理学部・大学院理学研究科

1-7

表 2-3 放射線量等分布マップの作成に向けた環境調査の協力組織一覧(1)
大学・機関名青山学院大学

理工学部 アイソトープ実験室

秋田大学

教育文化学部 自然環境講座

茨城県立医療大学

保健医療学部 放射線技術科学科

総合大雄会病院

技術放射科 核医学センター

名古屋放射線診断財団

名古屋放射線診断クリニック

今市病院

情報管理室

宇都宮大学

教育学部 理科教育専攻

愛媛大学

沿岸環境科学研究センター

大阪市立大学工学部 応用物理学科

大阪大学

安全衛生管理部
大学院 医学系研究科 放射線基礎医学
核物理研究センター
大学院 工学研究科 環境・エネルギー工学専攻
大学院 理学研究科 化学専攻
大学院 理学研究科 物理学専攻
理学部 化学科 篠原研究室

岡山大学

自然生命科学研究支援センター 光・放射線情報解析部門鹿田施設

岡山理科大学

大学院理学研究科
理学部

海洋研究開発機構

地球内部ダイナミクス領域

金沢医科大学

総合医学研究所
RI センター

金沢大学

医薬保健研究域 保健学系
大学院 自然科学研究科
理工研究域 物質化学系
理工学域 物質化学類

亀田総合病院

放射線治療センター

関西学院大学

理工学部 化学科

佐賀県立 九州シンクロトロン光研究センター ビームライングループ
九州大学

大学院 理学研究院 物理学部門 原子核実験グループ
大学院 理学府化学専攻 無機反応化学研究室
大学院 理学府化学専攻 無機反応化学講座 宇都宮研究室

京都教育大学

教育学部 理科領域専攻 高嶋研究室

京都女子大学

現代社会学部

京都大学

原子炉実験所
大学院 工学研究科 原子核工学専攻
大学院 理学研究科 物理学・宇宙物理学専攻 原子核・ハドロン物理学研究室
大学院 理学研究科 物理学第二教室 宇宙線研究室

群馬県立県民健康科学大学

診療放射線学部1-8

表 2-3 放射線量等分布マップの作成に向けた環境調査の協力組織一覧(2)
大学・機関名群馬大学

大学院工学研究科 応用化学・生物化学専攻（共通講座）
重粒子線医学研究センター

高エネルギー加速器研究機構 加速器研究施設 加速器第一研究系
史料室
加速器研究施設 素粒子原子力研究所（短寿命ビーム R&Dグループ他）
放射線科学センター
高知大学

教育研究部 医療学系 医学教育部門

甲南大学

大学院 自然科学研究科 物理学専攻 原子核研究室
理工学部 物理学科 原子核研究室
理工学部 物理学科 宇宙粒子研究室

神戸市立工業高等専門学校

一般科 理科

神戸常磐大学

保健科学部

国際医療福祉大学

三田病院 放射線科
保健医療学部
保健医療学部 放射線・情報科学科

国立環境研究所

地球環境研究センター

国立がん研究センター

粒子線医学開発部 粒子線生物学室

情報・システム研究機構

国立極地研究所

国立天文台

天文シミュレーションプロジェクト

国立病院機構東京医療センター
三重中央医療センター

埼玉医科大学

国際医療センター 放射線腫瘍科

高輝度光科学研究センター

加速器部門 運転・軌道解析グループ

産業技術総合研究所

計測標準研究部門 量子放射科 放射線標準研究室
評価部

滋賀医科大学

物理学教室

渋川総合病院

診療技術部 放射線科

首都大学東京健康福祉学部 放射線学科

純真学園大学

保健医療学部 放射線技術科学科

順天堂大学

医学部 物理学研究室

昭和薬科大学

基礎薬学教育研究センター

信州大学

工学部 電気電子工学科 阿部研究室
理学部
大学院 工学系研究科 電気電子工学専攻

聖マリアンナ医科大学

放射線医学講座

千葉大学

環境リモートセンシング研究センター
理学部 地球科学科

中部大学

生命健康科学研究所

1-9

表 2-3 放射線量等分布マップの作成に向けた環境調査の協力組織一覧(3)大学・機関名
筑波大学

帝京大学
東海大学
東京医科歯科大学
東京工業大学東京慈恵医科大学
東京大学

東京都市大学
東京理科大学
東邦大学
東北学院大学
東北公益文科大学
東北大学

獨協医科大学名古屋市立大学

研究基盤総合センター 応用加速器部門 （物理学専攻）
大学院 数理物質科学研究科 物理学専攻
大学院 生命環境科学研究科
大学院 生命環境科学研究科 環境科学専攻
大学院 生命環境科学研究科 生物圏資源科学専攻
大学院 生命環境科学研究科 生命共存科学専攻
生命環境学群 生物資源学類
医療技術学部 診療放射線学科
大学院 理学研究科 物理学専攻
理学部 物理学科
医歯学研究支援センター アイソトープ部門
大学院 総合理工学研究科
アイソトープ実験研究施設
医学部付属病院 放射線科
教養学部 広域科学科
原子核科学研究センター
素粒子物理国際研究センター
大気海洋研究所 気候システム研究系
大学院 医学系研究科 疾患生命工学センター臨床医工学部門
大学院 医学系研究科 放射線科
大学院 工学系研究科 原子力国際専攻
大学院 総合文化研究科 広域科学専攻
大学院 理学系研究科 地殻化学実験施設
大学院 理学系研究科 物理学専攻
工学部 環境エネルギー工学科 放射線応用工学研究室
理工学部 物理学科 千葉研究室
大学院 理学研究科 物理学専攻 基礎物理学教室
理学部
工学部 電子工学科
大学院 理学研究科
大学院 公益学研究科
東北大学植物園
大学院 農学研究科
大学院 農学研究科附属複合生態フィールド教育研究センター
大学院 理学研究科 物理学専攻 加速器科学グループ
大学院 理学研究科 物理学専攻 原子核物理学講座
多元物質科学研究所
電子光理学研究センター
ニュートリノ科学研究センター
農学部
RI センター 放射線管理部
大学院 医学研究科 アイソトープ研究室

1-10

表 2-3 放射線量等分布マップの作成に向けた環境調査の協力組織一覧(4)大学・機関名名古屋大学

医学部 保健学科
大学院 医学系研究科
大学院 環境学研究科
大学院 生命農学研究科 放射線安全管理室
太陽地球環境研究所
大学院 理学研究科
新潟大学
アイソトープ総合センター
旭町地区放射性同位元素共同利用施設
機器分析センター
環境安全推進室
工学部
大学院 自然科学研究科
農学部
理学部
日本原子力研究開発機構
システム計算科学センター
安全研究センター
先端基礎研究センター
原子力基礎工学研究部門
量子ビーム応用研究部門
核融合研究開発部門
地層処分研究開発部門 東濃地科学研究ユニット
東海研究開発センター 原子力科学研究所
東海研究開発センター 核燃料サイクル研究所
J-PARC センター
大洗研究開発センター
人形峠環境技術センター
福島支援本部
先端基礎研究センター ハドロン物理研究グループ
日本大学
文理学部 自然科学研究所
文理学部 情報科学研究所
文理学部 化学科 放射化学（永井研究室）
日本分析センター
分析業務部
沼津工業高等専門学校
物質工学科
兵庫県立粒子線医療センター 放射線物理科
広島国際大学
保健医療学部
大学院 医療・福祉科学研究科
広島大学
原爆放射線医科学研究所
大学院 工学研究科
大学院 理学研究科
大学院 理学研究科 地球惑星システム学専攻
福井大学
大学院 工学研究科
大学院 工学研究科 原子力・エネルギー安全工学専攻

1-11

表 2-3 放射線量等分布マップの作成に向けた環境調査の協力組織一覧(5)
大学・機関名福島県立医科大学

医学部 医学科 細胞統合生理学講座
附属病院 臨床腫瘍センター

福島大学

共生システム理工学類
大学院 共生システム理工学研究科

藤田保健衛生大学

医療科学部 放射線学科

防災科学技術研究所

地震・火山防災研究ユニット

放射線医学総合研究所

研究基盤センター 研究基盤技術部 放射線計測技術開発課
研究基盤センター 研究基盤技術部 放射線発生装置技術開発課
放射線防護研究センター 規制科学研究プログラム 自然放射線防護研究チーム

北部地区医師会病院

放射線室

北海道大学

大学院 環境科学院
原子核反応データベース研究開発センター
大学院 工学研究院 量子理工学部門大学院 地球環境科学研究院
知識メディアラボラトリ
工学研究院 環境循環システム部門

武蔵大学

人文学部

三重大学

生命科学研究支援センター 放射線化学・安全管理学部門

宮城教育大学

教育学部 理科教育講座

宮崎大学

工学部

山形大学

理学部 地球環境学科
理学部 物理学科

横浜国立大学

教育人間科学部

リアルタイム地震情報利用協議会 研究開発部
理化学研究所

仁科加速器研究センター
仁科加速器研究センター 安全業務グループ
仁科加速器研究センター イオン源開発チーム
仁科加速器研究センター 加速器基盤研究部
仁科加速器研究センター 超重元素分析装置チーム
仁科加速器研究センター 低速 RI ビーム生成装置開発チーム

立教大学

理学部

立正大学

地球環境科学部

立命館大学

総合理工学研究機構 SR センター

琉球大学

医学部附属病院
大学教育センター
農学部

早稲田大学

理工学術院 先進理工学部 応用物理学科

1-12表 2-3 放射線量等分布マップの作成に向けた環境調査の協力組織一覧(6)
民間企業・施設
荏原製作所

技術・研究開発企画室 基盤技術グループ

日本環境調査研究所

事業本部 営業一課

電気事業連合会「現地支援チーム」
北海道電力
東北電力
中部電力
北陸電力
関西電力
中国電力
四国電力
九州電力
電源開発
日本原子力発電日本原燃
富士フィルム RI ファーマ

千葉工場管理部環境管理グループ

1-13

表 2-4 放射線量等分布マップの作成等に係る検討会の構成委員一覧
委員名

所属

池内 嘉宏

日本分析センター 理事

木村 秀樹

青森県 環境生活部 原子力安全対策課 副参事

小山 吉弘

福島県 生活環境部 原子力安全対策課 課長

斎藤 公明

日本原子力研究開発機構 福島支援本部 上級研究主席

柴田 德思

日本原子力研究開発機構 J－PARC センター 客員研究員

※1

下 道國

藤田保健衛生大学 客員教授

杉浦 紳之

放射線医学総合研究所 緊急被ばく医療研究センター センター長

髙橋 隆行

福島大学 副学長（研究担当）
・附属図書館長

高橋 浩之

東京大学 原子力国際専攻 教授

髙橋 知之

京都大学 原子炉実験所 原子力基礎工学研究部門 准教授

茅野 政道

日本原子力研究開発機構 原子力基礎工学研究部門 副部門長

長岡 鋭

高輝度光科学研究センター 安全管理室長
※2

中村 尚司

東北大学 名誉教授

長谷部 亮

農業環境技術研究所 研究統括主幹

久松 俊一

環境科学技術研究所 環境動態研究部 部長

村松 康行

学習院大学 理学部 化学科 教授

吉田 聡

放射線医学総合研究所 放射線防護研究センター 運営企画ユニット
ユニット長（敬称略、50 音順）※1：「放射線量等分布マップの作成等に係る検討会」副主査※2：「放射線量等分布マップの作成等に係る検討会」主査

1-14

３. 空間線量率マップ、土壌濃度マップの作成
3.1 本調査の対象範囲、調査箇所数
3.1.1 空間線量率の測定範囲、土壌採取範囲の考え方
福島第一原発事故に伴い、土壌に沈着した単位面積当たりの放射性物質の放射能量(以下、「沈
着量」という。
）及びその放射性物質による空間線量率について、調査範囲を設定した地図上に示すことで、避難区域の解除等の対策の基礎資料として、きめ細やかな情報を提供することが可能である。他方で、本調査で作成する放射線量等分布マップは、将来的に放射性物質の移行状況について確認するための初期データと位置付けられていた。このため、調査の実施にあたって、梅
雨の降雨の影響により、土壌表面の状態が変化する前の短期間で、空間線量率の測定、土壌採取を完了させる必要性があった。また、本調査の詳細度と調査対象範囲の検討にあたって、日本学術会議より、調査対象範囲内に 2km×2km 以下のメッシュを設定して調査を進めるよう提案があった。
このような状況を踏まえ、マップ検討会において実現可能性を検討した結果、本調査では、それまでの陸上でのモニタリングや航空機モニタリングの結果から、空間線量率が比較的高く、土壌中の放射性セシウムの放射能濃度の量が多いことが確認されていた、福島第一原発から 80km圏内について詳細な調査を実施することとした。
調査の詳細度として、福島第一原発から 80km 圏内についてを南北、東西方向ともに 2km×2kmのメッシュ（以下、「2km メッシュ」という。
）で分割し、各メッシュ当たり１箇所で調査を実施することとした。
また、当時、航空機モニタリングを実施していた福島第一原発から 80～100km 圏内及びこの圏外の福島県についても調査を実施することとした。当該地域については、南北、東西方向ともに10km×10km のメッシュ（以下、「10km メッシュ」という。
）で分割し、各メッシュ当たり１箇所で調査を実施することとした。その結果、調査範囲として、福島県の他、宮城県、山形県、栃木県及び茨城県の一部が含まれることになった。
3.1.2 メッシュ設定の考え方
放射線量等分布マップの作成対象としたメッシュの設定にあたっては、財団法人日本地図センター(以下、「日本地図センター」という。
）の協力により、下記のように、JIS X 0410 地域メッシュコードに準じて、調査範囲の分割を行った。

① 福島第一原発から 80～100km 圏内及びその圏外の福島県は、JIS の第 2 次メッシュ(約 10km×
約 10km)を本調査における「10km メッシュ」として設定した。なお、第１次メッシュは、国土地理院が刊行する地形図を、全国を経線及び緯線についてそれぞれ 1 度及び 40 分ごとに分割したもので、1/200,000 地形図の区画に相当する。第 2 次メッシュは、第 1 次メッシュ
を緯度・経度方向について、さらに 8 等分（経線は 7 分 30 秒、緯線は 5 分）したもので、
1/25,000 の地形図の区画に相当する。

1-15

② 福島第一原発から 80km 圏内は、①の 10km メッシュをさらに細分化して 2km×2km の「2km メッシュ」として設定した。これは、第 2 次メッシュの緯度・経度方向について、さらに 10
等分（経線は 45 秒、緯線は 30 秒）した、約 1km（福島では東西約 1.1km、南北で約 0.93km）の格子間隔を持つ第 3 次メッシュの一辺の長さを 2 倍したものに相当する。
図 3-1(a)は、福島県内を 10km メッシュ（太線）、2km メッシュ（細線）で分割した地図である。
調査箇所を決定するメッシュの設定に当たって、福島第一原発から 100km の境界線、80km の境界
線及び福島県の県境にメッシュがかかった場合、図 3-1(b)に示すように、これらの地域もそれぞれ 10km メッシュ、2km メッシュに含めた。そのため、福島第一原発より 80km 圏外で 2km メッシ
ュ、100km 圏外の福島県隣接県で 10km メッシュとしての調査が実施されるケースがあった。
また、調査対象とするメッシュごとに、福島第一原発からの距離及び位置関係に応じた ID 番号を付した。ID 番号の設定にあたっては、まず、福島第一原発から南北方向の距離に応じて、例えば、30km 北及び 50km 南にあるメッシュは全て 30N、50S と設定し、その後、福島第一原発から西方向の距離に応じて ID 番号をさらに設定した。これにより、例えば、福島第一原発から 30km 北、40km 西のメッシュは 30N40 とし、50km 南、20km 西の場合、50S20 とした。なお、宮城県東部で調査した 3 メッシュは、福島第一原発より東側に位置したため、末尾に E を付した。
3.1.3 調査箇所の設定
各調査箇所は、分割した 2km メッシュ、10km メッシュ内から 1 箇所選定し、地表面から 1m の高さの空間線量率の測定及び土壌採取を実施することとした。一つのメッシュ内に複数の市町村が入る場合、原則として面積の大きな市町村側で調査を実施することとしたが、メッシュ内に各市町村の全域が含まれる場合等、それらの市町村についても調査箇所を設定した結果、一つのメッシュ内に複数箇所で調査を実施したメッシュもあった。また、各メッシュのうち、平成 17 年度の国勢調査を踏まえた国土地理院の地図情報より、山林などの非可住区域であることが確認されていたメッシュは、本調査の対象外とした。なお、福島第一原発から 20km 圏内については、空間線量率が高く、地震等の影響により、道路状況が悪く、調査箇所へのアクセスが困難な箇所も存在したため、東京電力株式会社を通じて、電事連の現地支援チームと情報を交換しつつ、調査箇所の検討を行った。
調査箇所の選定にあたっては、対象としたメッシュごとに、
公共施設等を記した地図を作成し、これらの施設の中から調査予定箇所を選定した。その後、これらの箇所のうち、3.2.3 及び 3.4.2の要件を満たす場所について各市町村と調整した上で、実際の調査箇所を決定した。選定にあたっては、土壌を採取するため、事前に調査の了解が得られた箇所を除き、私有地は調査箇所としなかった。なお、必要に応じて、福島大学の協力により、調査予定箇所について、事前に現地に赴き、状況を確認したが、実際の調査にあたっては、道路事情等によりアクセスができずに調査が実施できなかった箇所もあった。その結果、本調査における調査箇所数は、表 3-1 にまとめた
とおり、5 県 94 市町村で 2,183 箇所となった（表 3-1 において、仙台市については区名も標記）。
この中には、測定器の不調により空間線量率の測定が実施できなかった箇所や土壌の状況により土壌採取が不可能だった箇所も含まれている。
1-16

(a) 福島県内の 10km メッシュ(太線)及び 2km メッシュ(細線)の設定(b) 調査地点を選定するために最終的に設定したメッシュ
図 3-1 調査地点を選定するためのメッシュの設定

1-17

表 3-1 調査地点数（合計 2,183）
市町村名

調査地点数
2km

市町村名

10km

調査地点数
2km

市町村名

10km

調査地点数
2km

10km

福島市

94

0

会津坂下町

0

2

高萩市

34

0

二本松市

82

0

湯川村

0

1

日立市

7

4

伊達市

*1

60

0

柳津町

0

2

常陸大田市

7

3

本宮市

20

0

三島町

0

1

常陸太宮市

0

1

桑折町

7

0

金山町

0

3

大子町

0

4

国見町

9

0

昭和村

0

2

七ヶ宿町

13

4

川俣町

38

0

会津美里町

0

2

白石市

55

0

大玉村

15

0

下郷町

0

3

丸森町

61

0

郡山市

118

0

檜枝岐村

0

2

角田市

36

0

須賀川市

57

0

只見町

0

4

山元町

19

0

田村市

109

0

南会津町

0

10

亘理町

18

0

鏡石町

9

0

相馬市

45

0

柴田町

13

0

*2

天栄村

13

0

南相馬市

80

0

大河原町

6

0

石川町

26

0

広野町

14

0

蔵王町

16

1

玉川村

11

0

楢葉町

16

0

村田町

17

0

平田村

22

0

富岡町

16

0

川崎町

3

3

浅川町

11

0

川内村

37

0

岩沼市

18

0

古殿町

40

0

大熊町

14

0

名取市

12

0

三春町

23

0

双葉町

9

0

仙台市若林区

0

1

*3

小野町

31

0

浪江町

39

0

仙台市太白区

0

2

白河市

69

0

葛尾村

18

0

仙台市宮城野区

0

1

西郷村

15

2

新地町

15

0

仙台市泉区

0

1

泉崎村

6

0

飯舘村

53

0

仙台市青葉区

0

1

中島村

7

0

いわき市

266

0

七ヶ浜町

0

1

矢吹町

15

0

山形市

0

1

塩竈市

0

1

棚倉町

29

0

上山市

0

1

多賀城市

0

1

矢祭町

18

1

南陽市

0

1

利府町

0

1

塙町

41

1

高畠町

0

1

東松島市

0

1

鮫川村

32

0

米沢市

5

4

会津若松市

0

8

那須町

15

4

福島県

1,673

62

喜多方市

0

8

那須塩原市

0

4

山形県

5

8

北塩原村

0

4

大田原市

0

2

栃木県

15

14

西会津町

0

3

那珂川町

0

1

茨城県

88

12

磐梯町

0

2

日光市

0

3

宮城県

287

19

猪苗代町

24

1

北茨城市

40

0

総数

2,068

115

*1：空間線量率が測定できなかった 5 地点を含む*2：土壌採取ができなかった 2 地点を含む*3：土壌採取ができなかった 1 地点を含む
1-18

3.2 土壌の採取方法
3.2.1 土壌の採取方法の検討に向けた予備調査
本調査以前に大学独自が実施していた土壌の深さ方向の放射能濃度の分布状況調査において、ほぼ全量の I-131 及び放射性セシウムが土壌表面から 5cm 以内に含まれていることが確認されていたことから、本調査で土壌採取を実施する期間（平成 23 年 6 月～7 月）においては、土壌表層部（地表面から 5cm 以内）に放射性核種が沈着しているものと考えた。他方で、本調査では、複数の機関の様々な Ge 半導体検出器を使用するため、使用する検出器による放射能濃度の測定方向の違いに依らず、偏りなく測定することが必要であった。そのため、校正用の線源が整備されている 100ml の U-8 容器内に、土壌中に含まれる放射性物質を可能な限り、均質に分布する手法を考案することとした。本調査では、Ge 半導体検出器を用いて、土壌に沈着した放射性核種の放射能濃度を正確に測定するため、以下に示す筑波大学、広島大学及び大阪大学が調査した 3 種類の方法について予備調査を実施し、土壌表層の採取方法を検討した（図 3-2 参照）。
(1) U-8 容器で土壌を採取した後、撹拌をしない場合
U-8 容器を表層土壌に差し込み、直接採取する。採取後は、撹拌等は行わず、そのまま放射能濃度を測定する。
(2) U-8 容器で土壌を採取した後、容器内で撹拌する場合
U-8 容器を表層土壌に差し込み、直接採取する。採取後は、使い捨てナイフにより容器内で土壌を撹拌し、さらに 150 回の振動撹拌を行う。その後、振動撹拌を行った土壌試料について、放射能濃度を測定する。
(3) U-8 容器と同じ容量の容器で採取した土壌を別に用意した袋内で撹拌後、U-8 容器に保管す
る場合
U-8 容器と同じ容量となる 100ml の採土用円筒管を表層土壌に差し込み、土壌を採取する。採取した土壌は、最初にポリエチレン袋へ入れて、団粒を揉みつぶしながら振動撹拌する。その後、
振動撹拌を行った土壌試料を U-8 容器に移し替えて保管し、放射能濃度を測定する。
水田、牧草地の土壌について、以上の予備調査を実施した結果、(1)の土壌を撹拌しない場合、放射性核種の試料中における分布が不均一となり、校正用線源により値づけられた検出効率を使用したところ、求められた放射能濃度の結果に誤差が生じる可能性が確認された。他方で、(2)の U-8 容器内で撹拌した場合、容器内から土壌試料がこぼれ落ち、均一化が不十分になるという問題点が確認された。(3)のポリエチレン袋内で土壌を揉みながら撹拌した場合、求められた放射能濃度の結果のばらつきが小さくなることが確認され、U-8 容器内で十分に均一化されたと判断された。以上より、本調査では、(3)のポリエチレン袋の中で撹拌する手法を用いて、土壌を採取することとした。

1-19

3.2.2 土壌の採取方法
本調査は短期間で大量の土壌を採取する必要があったが、それに伴い、一定数の調査協力者を召集しなければいけなかったため、土壌の採取には多数の協力者が入れ替わり参加することとなった。そのため、土壌の採取方法に相違が生じないよう、複雑な手順を必要としない統一化した手法を提示する必要があった。また、本調査で採用した土壌採取方法は、土壌試料をポリエチレ
ン袋で撹拌し、U-8 容器内へ保管するにあたって、容器への移し替え等、いくつかのステップを経ることが必要であった。そこで、土壌採取の方について、図 3-3 のように土壌の固さに応じて、マニュアルを定めた。
(1) 柔らかい土壌の採取方法（マニュアル：図 3-3(a)）① U-8 容器の開口部を下に向け、差し込む。
② ショベルで、U-8 容器を周囲の土壌ごと掘り出す。
③ U-8 容器をひっくり返し、余分な土壌をナイフで削ぎ取る。
④ 残った土壌をポリエチレン袋へ開けて、袋の中で十分に撹拌する。撹拌した土壌は、U-8 容器へ戻して、蓋をする。（土壌をこぼさないよう、注意する。）⑤ U-8 容器の外側に付着した土壌を拭き取り、採取した調査地点のメッシュ ID、試料番号を記入したラベルを貼り付け、ジッパー付きポリエチレン袋へ入れる。
(2) 固い土壌の採取方法（マニュアル：図 3-3(b)）① 100ml 試料円筒管を採土補助器にセットし、ハンマーで試料円筒管を土壌に打ち込む。
② 試料円筒管ごと移植ゴテで掘り出す。
③ U-8 容器を 試料円筒管に乗せ、互いにずれないようひっくり返し、U-8 容器からはみ出た土
壌をナイフで削ぎ取る。
④ U-8 容器内に残った土壌をポリエチレン袋へ開けて、袋の中で十分に撹拌する。撹拌した土壌は、U-8 容器へ戻して、蓋をする。（土壌をこぼさないよう、注意する。）⑤ U-8 容器の外側に付着した土壌を拭き取り、採取した調査地点のメッシュ ID、試料番号を記入したラベルを貼り付け、ジッパー付きポリエチレン袋へ入れる。
ただし、警戒区域内の作業では、被ばくを考慮して、空間線量率の低い地域に持ち出し、土壌が拡散しないよう万全の対策を講じた上で攪拌するなど、状況に応じて、採取方法を変更して行った。
いずれの方法も、手袋、ナイフ、ポリエチレン袋等は使い捨てとして、また採土器具は頻繁に除染を行う等、
放射性物質の蓄積状況が異なる調査地点で採取した土壌が互いに混合すること（ク
ロスコンタミネーション）を防止した。
3.2.3 土壌採取場所の選定
長期的に放射性物質の沈着状況の変化を継続的に確認するためには、同じ場所での土壌採取が必要である。そこで、本調査では、可能な限り、採取場所として長期的に攪乱がないと予想され
1-20

る場所を選定することとした。また、調査箇所が広範囲にわたって草等が生えていた場合、放射性物質の降下により、放射能濃度が高くなっている可能性もあったため、可能な限り、このような場所では土壌採取をしないこととした。ただし、同じ場所で空間線量率を測定するための要件（3.4.2 参照）を考慮した結果、調査メッシュ内に草地しか選定できないようなケースがあったため、このような場所では、土壌採取中に雑草、根系層が混在した場合、これらの植生を除去す
ることなく U-8 容器内に含め、土壌試料として放射能濃度を求めた。
なお、選定した調査箇所において、土壌中の放射能濃度が場所により大きく変化している可能性があったため、一つの調査箇所につき 5 試料の土壌試料を採取した。各試料は、3m 四方を原則とした範囲の中で、土壌を採取した。その際、各試料の採取場所はできるだけ等間隔となるようにした。ただし、高線量域となる警戒区域内については、作業者の被ばくを考慮し、長時間の作業は困難であったため、各調査箇所につき、試料数を 1～3 個とした。

1-21

U-8 容器① U-8 容器で土壌を採取した後、撹拌をしない場合

U-8 容器② U-8 容器で土壌を採取した後、容器内で撹拌する場合

試料円筒管

U-8 容器③ U-8 容器と同じ容量の容器で採取した土壌を別に用意した袋内で撹拌後、U-8 容器に保管する場合
図 3-2 予備調査で検討した土壌の採取方法

1-22

① U-8 容器を地面に差し込む。

② ショベルで、U-8 容器を周囲の土壌ごと掘り出す。

③ 容量より余分な土壌をナイフで削ぎ取る。

④ 袋の中で十分に撹拌し、土壌を U-8 容器へ戻す。

⑤ 付着した土壌を拭き取り、ポリエチレ
ン袋（ジップロック）へ入れる。

図 3-3 (a) 柔らかい土壌の採取方法

1-23

① 100ml 試料円筒管を採土補助器にセットし、ハンマーで試料円筒管を土壌に打ち込む。

② ショベルで、試料円筒管を周囲の土壌ごと掘り出す。

③ U-8 容器を使用して、容量より余分な土壌をナイフで削ぎ取る。

④ 袋の中で十分に撹拌し、土壌を U-8 容器へ戻す。

⑤ 付着した土壌を拭き取り、ポリエチレン
袋（ジップロック）へ入れる。

図 3-3 (b) 固い土壌の採取方法

1-24

3.3 土壌中の放射能濃度の測定
3.3.1 測定機関
(1) ガンマ線放出核種の測定機関
本調査では、文部科学省が実施した、これまでの陸上モニタリングの測定結果やチェルノブイ
リ原発事故後の報告等の知見から、被ばく線量評価上、大きな影響を与えることが確認されていた、ガンマ線放出核種である I-131、Cs-134 及び Cs-137 を調査対象とした。
福島第一原発の事故の影響を詳細に把握するため、ガンマ線エネルギー分解能の良い Ge 半導体検出器を用いて、ガンマ線を放出する I-131（半減期 8.02 日）、
Cs-134（半減期 2.06 年）
及び Cs-137（半減期 30.2 年）の放射能濃度の正確な定量が期待された。他方で、本調査では調査箇所数が約2,200 箇所あり、各調査箇所で概ね五つの土壌試料を採取することとしたため、放射能濃度を測定する試料の総数は約 11,000 個となった。そこで、本調査では、日本国内で Ge 半導体検出器を有し、土壌試料の測定について信頼性のある結果を得ることが可能な研究機関のうち、協力が得られた 21 の（日本分析センター、東京大学ほか）研究機関において、ガンマ線放出核種の放射能濃度の測定を実施した。このうち、日本分析センターを除く 20 機関については、東京大学が取りまとめ機関となり、土壌試料の再配布、データの取りまとめ、分析結果の確認等を担当した。
(2) ベータ線放出核種及びアルファ線放出核種の測定機関
福島第一原発から放出された、ガンマ線放出核種以外のアルファ線放出核種やベータ線放出核種の沈着状況についても確認するため、約 2,200 箇所の土壌調査箇所のうち、100 箇所で代表的なアルファ線放出核種であるプルトニウムや代表的なベータ線放出核種であるストロンチウムについて核種分析を実施した。なお、測定は日本分析センター１機関が実施した。
試料の選択にあたっては、
福島第一原発から 80km 圏内で採取された土壌において放射性物質の放射能濃度の量が多い箇所が集中していることが確認されたことから、本調査では、
原則として、
80 ㎞圏内は 2km メッシュに１箇所の地点で土壌試料を採取しており、これらの試料の中から、
Pu-238、Pu-239＋240、及び Sr-89、Sr-90 の調査箇所を選定した。なお、Pu-238、Pu-239＋240、及び Sr-89、Sr-90 は、放射性セシウムや I-131 等のガンマ線を放出する放射性核種に比べて、分析前の試料調整等に時間を要することから、下記の要領で核種分析を実施する調査箇所を選定し、それぞれの箇所で採取された複数の土壌から１試料選択して、核種分析を実施した。
・59 箇所については、福島第一原発から 80 ㎞圏内の各市町村（59 市町村：
（表 3-1 で 2km メッシ
ュがある那須町、日立市及び川崎町は 80km 圏内に 2km メッシュがないため含まない）あたり調査箇所を 1 箇所選定した。選定にあたっては、土壌を採取可能であった場所のうち、市町村ごとに、人口分布と空間線量率の大きさを考慮し、選定した。
・残り 41 箇所については、警戒区域等の市町村の中から選定した。選定にあたっては、福島第一原発を中心に、全方向において一様に選定した。
3.3.2 土壌中の放射能濃度の測定(1) ガンマ線放出核種の測定方法
ガンマ線放出核種の放射能濃度の測定は複数機関で実施することとなったため、土壌の採取方
1-25

法と同様に、放射能濃度の測定方法について統一化を図る必要があった。そこで、最初に、各機関で信頼性のある結果を得るため、各機関が所有する Ge 半導体検出器について、放射能量が既知の標準線源を用いて、適切に校正されていることを確認することとした。ここでは、比較標準線源として IAEA の標準線源（IAEA‐444 線源）あるいは日本分析センターが独自に作製した標準試料を用いて分析の精度を確認した。
計測時間については、リアルタイム（測定開始から終了までの実時間）とライブタイム（実時間から検出器の不感時間を差し引いた時間）が同程度の場合、測定時間を 1 時間とした。また、ライブタイムとリアルタイムに差が生じる場合、測定時間を 10 分間とした。ただし、一部の試料についての I-131 の検出のために、12 時間程度の測定を行った。エネルギースペクトルを確認した結果、上記の三つの放射性核種以外のエネルギーピークが確認された場合、その放射性核種についても可能な限り定量を行った。
採取された全土壌試料の約 3％については、日本分析センターとそれ以外の大学等の機関間で放射能濃度の測定結果を比較するクロスチェックを実施し、測定結果の妥当性を確認した。
なお、大学等の研究機関におけるクロスチェックの取りまとめについても、東京大学が担当した。
なお、分析機関に土壌試料を輸送する前に、U-8 容器を完全に密封した上で、アルコール含浸
ティッシュペーパーで容器表面を除染したほか、新しいプラスチックバックに入れて、測定に際してもこのバッグを外さずに測定する等の処置を行い、Ge 半導体検出器の遮蔽体内の汚染を確実に防いだ。さらに、測定結果の妥当性の確認は、各測定機関の責任者が実施する体制を構築する等により、核種分析の信頼性を確保した。
(2) ベータ線放出核種及びアルファ線放出核種の測定方法
ベータ線放出核種及びアルファ線放出核種の核種分析にあたっては、
本調査で Ge 半導体検出器を用いて、ガンマ線放出核種について定量をした後、それらの土壌試料について、ベータ線放出
核種及びアルファ線放出核種の定量を行うこととした。各試料の核種分析にあたっては、文部科学省放射能測定法シリーズ「プルトニウム分析法（平成 2 年改訂）」
、及び「放射性ストロンチウ
ム分析法(平成 15 年改訂)」に従い、測定を実施した。
Pu-238、Pu-239+240 については、U-8 容器で採取した土壌試料のうち、50g を放射化学分析し、シリコン半導体検出器を用いて、80,000 秒（1,333 分）程度測定することとした。
また、Sr-89、Sr-90 については、同じく U-8 容器で採取した土壌試料のうち、30g を放射化学分析し、低バックグラウンドベータ線測定装置を用いて、60 分（3,600 秒）程度測定することとした。

3.4 空間線量率の測定
本調査では、土壌の採取箇所における空間線量率の測定、及び走行サーベイによる道路周辺の連続的な空間線量率の測定を実施した。それぞれの測定方法は以下のとおり。
3.4.1 土壌採取箇所における空間線量率の測定
3.4.1.1 土壌採取箇所における空間線量率の測定方法
1-26土壌採取箇所において空間線量率を測定するにあたって、多くの協力者が交代で測定に参加す
ることを考慮し、汎用の放射線測定器を用いた統一的な測定方法を定めた。測定には、低い線量率でも正確な測定が可能である感度の高い NaI(Tl)シンチレーション式サーベイメータ（以下、「NaI サーベイメータ」という。
）を基本的に用いて、1 センチメートル線量当量率（単位；μSv/h）を測定することとした。ただし、地表面から 1m の高さの空間線量率が 30μSv/h を超える地域の場合、NaI サーベイメータの測定レンジを超えるため、電離箱式サーベイメータを使用した。なお、測定に使用するサーベイメータは、全て校正試験の経歴等を確認し、必要に応じて再び、校正試験を行うことで、精度の良い測定結果が得られるようにした。
測定にあたっては、
屋外において検出部の高さを地表面から 1m の高さにメジャーを用いて正確に合わせた上で、空間線量率を測定した。測定中は、腕を伸ばしてプローブ等をセットし、地表から放射されるガンマ線が測定者により遮蔽されづらい幾何条件とした。時定数が設定可能なサーベイメータについては、10 秒に設定して、その 3 倍の 30 秒以上経過した後の指示値を測定値とした。
時定数の設定ができないサーベイメータについては、
指示値のふれが安定するまで待ち、
数値を読み取った。空間線量率の測定箇所の位置情報は、GPS により緯度、経度を測定して取得した。
なお、警戒区域を除いて、地表面から高さ 5cm でも空間線量率を測定し、土壌試料の核種分析
結果の妥当性確認のために使用することとした。
空間線量率マップは、上記の測定結果のうち、地表面から 1m の高さで測定した空間線量率の測定結果をマップ化して表示することとした。
3.4.1.2 土壌採取箇所における空間線量率の測定場所の選定
空間線量率の測定は、極力、地表面以外の放射性物質の影響を受けないよう、平坦な地形で、周囲 5m 程度の範囲に大きな障害物がない場所を選定した。また、土壌採取を行う箇所で空間線量率の測定を行う必要があったため、土壌の上で測定を行い、アスファルト等の舗装面上は避けた。
なお、調査箇所のうち、森林周辺においては、樹体に放射性物質が付着していることが想定されたため、測定場所として避け、できるだけ植生の少ない場所を選定した。選定した場所では、測定位置を中心に 3m 四方の範囲でサーベイメータをゆっくりと移動させ、急激に空間線量率が変化する特異点が存在しないことを確認した。例えば、雨水の流れる雨樋下やその近くの土壌及び側溝は、放射性核種が溜まっている可能性もあり、このような場所では空間線量率を測定しないこととした。
測定場所の選定も含めて、測定実施者間で差異が生じないよう、空間線量率の測定の方法について、下記のように土壌の採取と同様にマニュアルを定めた。
(1) 空間線量率の測定開始前の確認事項① サーベイメータの型式及び識別番号等、校正定数（校正年月日、校正に用いた線源）を確認
し、記録する。
② バッテリーチェックにより、電池残量が十分残っていることを確認する。
③ サーベイメータの検出部（センサ内臓部）周辺を、アルコールティッシュで拭くなどして除1-27

染を行い、バックグラウンド値が異常値（指示が出ない、通常より指示が低い・高い）になっていないことを確認し、記録する。
④ サーベイメータの検出部にポリエチレン袋で覆うなど、汚染防止措置を施す。
⑤ 測定線種はγ線とする。
(2) 空間線量率の測定の留意事項① 測定位置の周囲 5m 程度までに大きな障害物（車、建物等）がないこと、平坦な地形である
ことを確認する。例えば、田畑、家屋や学校などの開かれた場所を選定し、できるだけ植生の少ない場所を選定する。
② 測定位置は、可能な限り、土壌の上で決定する。地面がアスファルトやコンクリートの上に測定位置を選ぶことは極力避ける。また、森林については、未だに樹体に多くの放射性下降物が付着していることが想定されるため避けることが望ましい。
③ 測定位置を中心に 3×3m の範囲でサーベイメータをゆっくり走行させ、急激に空間線量率が高くなるような特異な場所が存在しないことを確認する。
④ 上記①の測定により特異な場所が存在しなければ、測定位置で測定を行い、その読み値を代表値とする。
3.4.2 走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定
空間線量率の測定にあたっては、迅速かつ詳細に空間線量率を測定する方法を検討するため、土壌採取地点におけるサーベイメータでの空間線量率の測定のほか、走行サーベイによる道路周辺における連続的な空間線量率の測定を実施した。走行サーベイの実施にあたっては、京都大学
原子炉実験所が開発した、緯度・経度情報と空間線量率の情報を同時に取得できる KURAMA システム（Kyoto Univ. RAdiation MApping System)を使用した。本システムは、京都大学原子炉実験所において開発されたもので、市販のサーベイメータのアナログ出力から空間線量率の測定データを取得し、同時に GPS による位置情報データを記録することができる機器である。また、得られた測定結果等のそのデータを携帯回線でサーバに送り、パーソナルコンピュータ（PC）上に Google
Map/Google Earth 等の地図情報を表示できるソフトウェアを用いて、測定結果を表示することで、ほぼリアルタイムに測定の状況を確認、表示できるという特徴を有する。
3.4.2.1 KURAMA システムによる走行サーベイの方法
KURAMA システムは、一般の乗用車に搭載可能なため、一般乗用車に搭載し、走行しながら位置情報と併せて、空間線量率データを取得した。使用する乗用車は、基本的に、各調査地域の地理情報について知見を有する地元タクシーを使用したが、福島第一原発から 20 km 圏内については、電事連の現地支援チームの乗用車に搭載して測定を実施した。
サーべイメータは、車体によるガンマ線の遮蔽効果をなるべく低く抑えるために、サーベイメータの検出部を乗用車の後部座席の右側にある取っ手（扉の上部）に設置した。
空間線量率データは、NaI サーベイメータのアナログ出力から取得した。測定は 10 秒ごとに自動的に実施し（概ね 100m 間隔）、空間線量率のデータと同時に GPS による位置情報データを取1-28得した。また、毎日の走行の前後（朝と夕方）で、同じ地点で測定を実施し、放射性物質のタイ
ヤ等への付着により測定値が高くなっていないことを確認した。なお、実施期間中、走行サーベイに使用した車両に汚染は生じなかった。さらに、走行ルート周辺の学校等で空間線量率を測定
し、道路上で連続的に測定した空間線量率の測定結果と比較した。
走行ルートは、空間線量率の測定や土壌採取を行った調査箇所周辺を中心に設定した。このう
ち、福島第一原発の 80km 圏内については、国道、県道及び地方道を走行し、福島第一原発から80～100km 圏内及びその圏外の福島県については、国道及び県道を走行することを原則とした。
走行距離は約 20,000km を目標としたが、結果的に約 17,000km であった。
3.4.2.2 KURAMA システムを用いた走行サーベイの測定結果の校正試験
土壌採取箇所での空間線量率は、屋外の地表面から 1m の高さ位置で測定されている。一方、KURAMA システムによる走行サーベイでは、車内の一定の高さにサーベイメータの検出部を設置して空間線量率データを取得するため、両者の結果を同じマップ上で比較するためには、KURAMA シ
ステムで取得したデータを屋外の空間線量率の値に換算する校正定数を定めることが必要であった。そのため、全ての KURAMA システムについて、屋外の固定点で校正試験を実施した。その結果、高い空間線量率を示すような箇所を中心に、校正定数の空間線量率依存性を確認する必要のあることが分かった。
そこで、独立行政法人放射線医学総合研究所(以下、「放医研」という。
）の協力により、校正定数を求める試験を実施した。試験は、約 20m 四方が平坦な舗装面上で、調査箇所の周囲に樹木などがない公共の場所で実施した。周囲に物体が存在する等、良好な条件でない地点も含めて複数の試験を実施したが、校正定数を決定する際には理想に近い条件の地点の測定結果のみを用いた。
試験では、走行中と同様に校正済みの NaI サーベイメータを、高線量域の走行サーベイで主に使用された車種の後部右側座席の取っ手に設置した。車を停車させた上で、サーベイメータのある位置の近く（屋外）をマーキングし、その後、車両を 10m 以上離れた場所に移動した上で、マーキングした位置（屋外）の空間線量率を測定した。計測では、サーベイメータの時定数を 10秒とし、30 秒ごとに 5 回線量率を読み取り、平均値を計測値とした。
その結果、測定場所の要件を多く満たした条件下での試験では、車内外で測定された空間線量率の測定結果において良い相関関係が確認され、その比は図 3-4 に示すとおり、1.3 であった。
そこで、本調査では、走行サーベイで得た空間線量率データについて校正定数として 1.3 を乗じて、地表面から 1m の高さの空間線量率とし、マップ上に示すこととした。

1-29

図 3-4 車内と車外で測定された空間線量率の相関関係

1-30

3.5 空間線量率の測定及び土壌採取の実施体制及び記録
3.5.1 空間線量率の測定及び土壌採取の実施体制
調査にあたっては、事前に運用マニュアルを用意し、必要な作業手順、放射線防護のための措置等の訓練を行った。また、1 チーム当たり最低 2 名の編成とし、可能な限り、経験者を 1 名組
み込む体制とした。各チームは、二本松市（岳温泉あだたらふれあいセンター）に設置した測定本部（6 月 28 日～7 月 8 日に実施した茨城県、福島県いわき地方等の土壌採取、空間線量率の測定においては、原子力機構東海研究開発センター原子力科学研究所）から、空間線量率の測定箇所及び土壌採取箇所に赴いた。
また、調査箇所の緯度、経度は、調査に持参した GPS により世界測地系（60 進法）で読み取り、2 名以上によるダブルチェックで確認した。福島第一原発より 80km 圏内の調査では、日本地図センターの協力により作成した南北、東西方向に四つの 2km メッシュを含む地図（4×4=16 の 2km
メッシュを含む地図）を用意し、予め市町村より指定のあった地点、あるいは採取予定とした地点を各メッシュにマーキングし、現地へ空間線量率の測定、土壌採取に赴いた。
(1) 空間線量率の測定及び土壌採取
空間線量率の測定及び土壌採取は、2～3 名で編成されたチーム単位で実施した。主な作業は、
下記のとおりである。測定本部は、前日にチーム編成及び予定する調査地点の選定を行った。各
チームの調査終了後に、採取した土壌試料の測定実施機関（日本分析センター及び東京大学）への発送、実施記録の電子ファイル化の確認及び保存、調査を終了した地点の確認を行った。作業
全体のフローチャートを図 3-5(a)に示す。
・土壌採取、空間線量率測定の用具の準備、用具の除染・土壌採取、空間線量率の測定
・調査の記録（必要な写真撮影を含む）、記録の電子ファイル化調査における被ばく線量管理は、1 チームのうち、最低でも 1 名が電子式個人線量計を装着し、各調査地点で積算線量値を記録した。各チームは、以上の作業で必要となる表 3-2①に示す携帯品を確認して、調査箇所に赴いた。
(2) 走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定
乗用車で走行サーベイを実施するチームの体制は 2 名 1 組とし、1 名が走行ルートのナビゲー
ション、測定本部との連絡を担当し、もう 1 名が KURAMA システムの動作を確認した（図 3-5(b)）
また、各システムが取得したデータは、ほぼリアルタイムで測定本部の PC で表示した。測定本部では、走行サーベイの実施状況を確認し、測定が正常に進められているかの監視、効率的に空間線量率の情報を取得できる走行経路の指示等の支援を行った。
また、
空間線量率の測定の他に、適切なスペースのある箇所で、車内での測定値を屋外の線量率値に換算するための係数を求める
校正試験を実施した。（実際の校正定数として、3.5.3 に示す方法で求めたものを採用した。）
なお、走行サーベイでも、1 チームのうち、代表者 1 名が電子式個人線量計を装着し、調査日
1-31

ごとに線量値を読み取って記録し、被ばく線量管理を行った。各チームは、表 3-2②に示す携帯品を確認して、走行サーベイを実施した。
3.5.2 調査の記録
放射線量等分布マップの作成、及び今後に予想される放射線量等分布マップの作成時における比較検証を考慮し、調査に関係する情報は記録として、残すこととした。
(1) 空間線量率の測定及び土壌採取
平成 23 年 6 月 4 日から 6 月 14 日の第一期調査では、各調査地点で、空間線量率の測定、土壌採取を実施した際に、以下の情報を図 3-6、図 3-7 に示す「作業実施記録」及び「土壌調査サン
プリングシート」（以下、「サンプリングシート」という。
）に手書きで記録した。
・ 作業を実施したチーム、構成員・ 測定（採取）日時
・ 調査地点の位置情報として、GPS で測定された緯度・経度情報、住所、施設等
・ 空間線量率の測定については、使用したサーベイメータ（型式、製造番号、認識番号など）、
測定した線量率、校正定数、天候
・ 土壌採取については、採取地点のメッシュの認識番号、採取者、土地の使用状況、各容器の表
面線量率
・ 土壌を採取した場所について、目標となる目印（施設等）、目印からの距離等を特定できる略図
なお、作業実施記録は、各調査箇所の作業を記録するもので、サンプリングシートは各チームの調査日ごとの情報を取りまとめたものである。サンプリングシートは、調査終了後、測定本部
において、電子ファイル化して保存した。手書きの作業実施記録についても、各調査の全日程が終了後に PDF ファイルとして電子化して保存した。
この他、空間線量率の測定及び土壌採取では、調査場所の状況確認も重要であったため、土壌採取地点の全景、土壌を採取した場所、地面の状態、採取した容器の写真を撮影した。撮影した画像は、サンプリングシートと同様に、図 3-8 のフォーマットで電子ファイル化して保存した。
(2)

走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定

走行サーベイでは、マップ化の基礎となるデータは、10 秒ごとに自動的に取得し、測定本部のサーバとした PC へ転送された。そこで、図 3-9 に示すフォーマットに下記の情報を記録した。
・ 作業を実施したチーム、構成員
・ 測定日時・ 使用した車（車両ナンバー）、走行区域、走行サーベイコースの概略
・ 線量率の測定については、使用したサーベイメータ（型式、製造番号、認識番号など）、サー
ベイメータの校正定数
・ 車外の校正試験を実施した際には、校正ポイントにおける、車内外で測定した空間線量率の測定結果、両者の結果の比を記録
1-32

測定本部

各調査チーム

調査前日・チーム編成・調査地点の選定

出発前（測定本部）
用具等の、準備・確認

調査（地点１）・空間線量率測定
・土壌試料の採取・調査の実施記録
・用具の除染調査（地点２）
以下、予定地点で同じ調査等を実施。

終了後・土壌試料の発送・記録の確認、保存・調査終了地点の確認

・用具の確認提出

・土壌試料の確認
・記録の電子ファイル化(a) 各調査地点での空間線量率の測定及び土壌の採取
測定本部

各調査チーム

調査前日・チーム編成・調査予定ルートの設定

出発前（測定本部）
装置等の準備・確認
自動的に
情報転送

・測定状況の確認（サーバ PC）

調査（走行サーベイ）
・走行経路の指示
・KURAMA の動作確認

必要な指示

・記録の確認、保存・走行したルートの確認

提出

終了後・装置等の確認・走行記録の作成(b) 走行サーベイ（KURAMA システムの使用）
図 3-5 空間線量率の測定、土壌採取のフローチャート
1-33

表 3-2 空間線量率の測定、土壌採取及び走行サーベイに必要な携帯品①空間線量率の測定及び土壌採取の実施に必要な携帯品
1．位置情報の把握、確認に関係する携帯品
2．土壌採取用具・調査地点を示す地図
・GPS
・U-8 容器・採土補助器・100cc 試料円筒管・移植ゴテ・プラスチックナイフ（使い捨て）・木槌（または金槌）
・混合用ポリエチレン袋
・試料を封入するポリエチレン袋（ジップロック）・ラベル（採取した調査地点のメッシュ ID を記入して貼付）
・ダンボール（同一の調査地点で採取した試料を梱包）

3．深さ 30cm の土壌を・鉄パイプ(30cm)

採取する用具（報告・鉄パイプ用キャップ、発砲スチール棒

書 2 部参照）

・木板

4．汚染防止・除染用具

・おしぼり（使い捨て）、ウェットティッシュ、濡らした紙ウエス
・手袋（綿、ゴム）・マスク・ゴミ袋（使用済みの手袋、ポリエチレン袋を捨てる）

5．線量測定機器

・NaI(Tl)シンチレーション式サーベイメータ（校正済み）
・電離箱式サーベイメータ（校正済み）（30μSv/h 以上の空間線量率となる調査地点で測定を実施する可能性のあるチームのみ）

6．高さ位置合わせ用の ・地表面から 1m の高さを測れるもの（カメラの三脚またはコンベックス、
器材

ロープなど）
・メジャー(50m 程度、測定位置の記録にも使用)

7．被ばく線量管理

電子式個人線量計②走行サーベイの実施に必要な携帯品
1．走行サーベイシステ

・KURAMA システム一式

ム
2．地図

・地図

3．汚染防止・除染用具

・ウェットティッシュ、手袋

4．被ばく線量管理

・電子式個人線量計

1-34

図 3-6 空間線量率の測定及び土壌採取の記録用フォーマット(作業実施記録(その 1))
1-35

図 3-6 空間線量率の測定及び土壌採取の記録用フォーマット(作業実施記録(その 2))

1-36

図 3-7 空間線量率の測定及び土壌採取の記録用フォーマット(土壌採取サンプリングシート)
1-37

NO.
全景

NO.
採取位置

NO.
表層の状態

図 3-8 土壌の採取場所の写真記録例
1-38

図 3-9 走行サーベイの記録用フォーマット

1-39

４．空間線量率マップ及び土壌濃度マップの作成結果
4.1 空間線量率マップ及び土壌濃度マップの作成方針
今回の調査では、空間線量率ならびに土壌に沈着した放射性核種の単位面積あたりの放射能量（ここでは土壌濃度と呼ぶ）をマップ化したが、マップの作成にあたっては、マップ検討会での議論を踏まえ、以下の点を考慮することとした。
・ ２次元平面に離散的に分布するデータに関するマップ作成においては実測等で得られたデー
タ間の内挿や外挿を行い、等値線図の形でマップを表すことが広く行われている。
・ 等値線図は任意の地点での情報が得られるために便利なデータ表示方法であるが、データが存在しない地点のデータを内挿等により推定することが必要であり、推定された値が実際の値と大きく乖離することがあり得る。また、等値線図では実際にどの地点で測定が行われたのかも明確でない。
このような観点から、今回作成する空間線量率マップ及び土壌濃度マップは、測定結果が得られた調査箇所に測定値をそのままプロットし、内挿等の処理を行わないこととした。
マップ作成には、インターネットで公開されている Google Map 等は使用せず、国内の正確な地理情報を有する国土地理院の地図を用いることとした。
空間線量率マップ及び土壌濃度マップは、調査箇所で測定された GPS 情報から得られた地点を地図上にプロットし、プロットのマークの色を空間線量率あるいは放射性核種の放射能濃度の範囲により分類した。
走行サーベイによる空間線量率の測定結果については、10 秒ごとに取得した GPS 情報から得られた点を地図上にプロットし、プロットのマークの色を前後 3 秒間に測定された空間線量率の平均値の範囲により分類した。空間線量率あるいは放射性核種の放射能濃度の範囲の設定方法は、それまでに公表していた航空機モニタリングの測定結果の範囲に合わせることとした。

4.2 空間線量率マップ
4.2.1 土壌採取箇所における空間線量率の測定結果
3.6 節に記載したとおり、土壌採取箇所において、サーベイメータを用いて、地表面から１mの高さの空間線量率を測定するとともに、GPS からの緯度・経度情報を読み取り、これらのデー
タは記録用紙に手書きで記入した。空間線量率の測定、土壌採取より戻った後、測定を行った班員はこれらの情報をフォーマットの決まったサンプリングシートで PC に保存することが義務づけられた。このサンプリングシートを集約し、手書きの記録シートの記載内容を確認した上で、得られた測定結果を基にマップを作成した。なお、いくつかの調査箇所については、GPS の測定
ミス、記載ミス等により、記録された緯度・経度情報が不適当な箇所が確認されたため、このよ
うな場合には、調査箇所の写真、測定地点名、調査時点に手書きで記した調査地点周辺の地図等を参考に、緯度・経度情報の数値データの修正を行った。
本調査で作成した空間線量率マップは、調査を実施した平成 23 年 6 月から 7 月において、
・空間線量率への寄与の大部分が放射性セシウム(Cs-134 及び Cs-137)によるものであること
・測定期間中（平成 23 年 6 月 4 日～7 月 8 日）の放射性セシウムの物理的減衰に伴う空間線量
1-40

率の減少は 2％程度であり、この数値は測定器の有する誤差（JIS 公証で－30％～+15％）よりも十分に低いことを考慮し、減衰を考慮した特定日への換算は行わず、測定した日の測定結果をそのまま使用することとした。
空間線量率マップを図 4-1 に示す。マップ上に示した空間線量率は、それまでに公表していた
航空機モニタリングの測定結果と同様に 0.1μSv/h 以下から 19μSv/h を超える範囲を 9 段階に分け、色別に表示した。その結果、福島第一原発から北西方向に空間線量率の高い地域があり、また福島県中央部の郡山盆地に沿って相対的に空間線量率が高い地域が存在することが確認された。
また、地図上にプロットしたデータは、異常値の確認のため、文部科学省において 7 月 2 日に測定した空間線量率の測定結果、及び同時期にモニタリングを実施していた第 3 次航空機モニタ
リングの測定結果（5 月 31 日～7 月 2 日モニタリングを実施）と重ねて比較を行い、結果の妥当性について確認を行った。その結果、図 4-2 に見られるように、土壌採取地点における地表面から 1m の高さの空間線量率の測定結果は、
航空機モニタリングや他のモニタリング手法で測定された結果と同様の傾向を示していることが確認された。加えて、詳細に調査を実施した結果、スポット的に高い箇所が新たにいくつか確認された。

1-41

図 4-1 空間線量率マップ（土壌採取箇所における空間線量率の測定結果に基づく）
1-42

図 4-2 空間線量率マップ（第 3 次航空機モニタリングの測定結果、及び文部科学省によるモニタリングカーを用いた固定測定点での空間線量率の測定結果との比較）
1-43

4.2.2 走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定結果
KURAMA システムから携帯回線を通して自動的に集計され、サーバ上に電子ファイルとして記録された GPS 情報と空間線量率データを基にマップを作成した。マップ作成にあたって、空間線量率の測定結果は、車内で測定された空間線量率を車外の地表面から 1m の高さの空間線量率の値に換算するため、3.4.2.2 において示したように校正定数 1.3 を全てのデータに乗じた値を使用した。
異常値の確認のため、いくつかの異なる観点から測定結果を確認した。まず、空間線量率の時
系列図を参考に異常値のチェックを行った。その結果、NaI サーベイメータのアナログ出力端子と KURAMA システムとの接触不良等により発生するノイズによる異常値がある場合には、
ノイズ発生前後と極端に異なるスパイク状の空間線量率の変化（その地点の直前の地点と比較して測定値が急激に増加し、その直後の地点で測定値が急激に減少）が見られることが判明した。このため、ノイズ発生時において、周囲に極端な空間線量率の変化をもたらす要因がなく、明らかにノイズによる空間線量率の異常値が確認された場合、その結果を除外することとした。さらに、同じく空間線量率の経時変化図を参照しながら、トンネル内の測定結果を抽出する作業を行った。トン
ネル内は周囲の他の環境と比較して、走行ルート上の放射性核種の放射能濃度が相対的に小さくなり、その地域の代表的な沈着状況を反映しているとは言えないため、トンネル内の測定結果は除去することとした。その他、走行ルートを地図上にプロットし、想定したルートから大きく外れていないかをチェックした。GPS の異常により、測定地点が道路上から大きく外れ、走行箇所の特定が困難な場合には、その箇所の測定結果を除外することとした。
図 4-3 に走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定結果をマップ上にプロットしたものを示す。マップ上に示した空間線量率は、図 4-1 と同様に 0.1μSv/h 以下から 19μSv/h を超える範囲を 9 段階に分け、色別に表示した。得られた測定結果は基本的に地図上のポイントとして示したが、縮尺が小さな地図では、複数の測定値が近辺に存在するため、このような場合は、500 m 四方に区切った範囲内の平均値を表した。
また、走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定結果と航空機モニタリングの測定結果を比較し、測定結果の妥当性について確認を行った。その結果、図 4-4 に見られるように、KURAMA
システムを用いた走行サーベイで得られた地表面から 1m の高さの空間線量率の測定結果は、全体の傾向として航空機モニタリングの結果と良く一致しているものの、航空機モニタリングでは観察することが困難な数 10m～数 100m 程度の局所的な空間線量率の変化を観察するのに有効である
ことが確認された。
さらに、走行サーベイによる測定では道路上の空間線量率を測定しているが、その測定結果が道路周辺の空間線量率をどの程度反映しているか調べるため、本調査で実施した土壌採取箇所のうち、走行サーベイを実施した道路から 300m の範囲内にある土壌採取箇所で測定された空間線量率の測定結果と走行サーベイによる空間線量率の測定結果を比較した。その結果、図 4-5 に示すとおり、走行サーベイを実施した道路から 300m の範囲で測定された結果と全体の傾向として、良く一致していることが確認された。このことは、走行サーベイの結果は道路上の値ではあるものの、道路周囲の空間線量率をある程度反映した結果が得られることを示唆するものである。

1-44

図 4-3 空間線量率マップ（走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定結果に基づく）

1-45

図 4-4 空間線量率マップ（第 3 次航空機モニタリング結果と走行サーベイによる測定結果との比較）
1-46

道路から最短距離が300mの範囲内の測定箇所を採用

土壌採取箇所(空間線量率測定箇所）
KURAMAによる空間線量率の測定箇所(a) 走行サーベイによる空間線量率の測定結果を比較する土壌採取箇所の条件

走行サーベイによる空間線量の測定結果
土壌採取箇所で測定された空間線量率の測定結果(b) 道路周辺（走行サーベイを実施した道路から 300m の範囲内）の土壌採取箇所で測定された
空間線量率の測定結果と走行サーベイによる空間線量率の測定結果の比較結果
図 4-5 走行サーベイによる空間線量率の測定結果と道路周囲で測定された
空間線量率の測定結果の比較

1-47

4.2.3 考察(1) 総括的な考察
本調査の前後で多くの空間線量率の測定が行われ、空間線量率の分布マップがいくつか示されてきたが、本調査のように、信頼性のある測定器のみを用いるともに、標準化された方法により、短期間で、広域かつ詳細に空間線量率が測定された例は他に存在しない。このため、本調査の結果は、事故発生後の比較的初期の広域かつ詳細な空間線量率の分布状況を表す貴重な測定結果である。
土壌採取箇所における空間線量率の測定は、ある程度の広さを持った撹乱のない土地を選んで行われたものであり、6～7 月時点の放射性物質の蓄積量を反映した空間線量率の分布について、
広域かつ詳細に確認することができた。
また、走行サーベイによる空間線量率の測定は、6 月時点における人の生活環境の空間線量率について、広域かつ詳細に確認することができた。そのため、被ばく線量評価や今後の放射性物
質の蓄積量の経時変化を追跡するための貴重な初期データとなることが期待される。
(2) 土壌採取箇所における地表面から 1m の高さの空間線量率の測定結果の考察
図 4-3 に見られるように、
土壌採取地点における地表面から 1m の高さの空間線量率の測定結果
は、航空機モニタリングや他のモニタリング手法で測定された結果と同様の傾向を示していることが確認された。また、詳細に調査を実施した結果、スポット的に高い箇所が新たにいくつか確認された。
(3) 走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定に対する考察
図 4-4 に見られるように、
走行サーベイの測定値から評価された地表面から 1m の高さの空間線量率の測定結果は、全体の傾向は航空機モニタリングの結果と良く一致しているものの、航空機
モニタリングでは観察が困難な数 10m～数 100m 程度の局所的な空間線量率の変化を観察するのに有効であることが確認された。
また、走行サーベイによる空間線量率マップのデータを地形図に重ね合わせてみると、いくつかの傾向が確認できる。図 4-6 は福島第一原発から北西方向を眺めた３次元画像に走行サーベイ
データを重ねたものである。図 4-6(1)に見られるように、赤色で示された高線量の地点が放射性
プルームの流れた方向に連続して存在する一方、その近辺では放射性プルームから離れると空間線量率が急激に低下する様子が観察される。場所により空間線量率が大きく変化するという、事故時の放射性核種の沈着状況の特徴を顕著に表している。
また、３次元画像に重ねることで、放射線の影響と地形の関係についても知見が得られる。
図 4-6(2)は、福島第一原発から北西方向に位置する浪江町の山間地において走行サーベイを実施した結果であるが、山の尾根を境にしてその北側と南側で空間線量率が明らかに異なり、放射性プルームが尾根を北側に迂回して流れたことを推測させる結果となっている。また、図 4-6(3)は、福島市及び二本松市から北西方向の山岳地帯を眺めた３次元地図に走行サーベイの測定結果を重ねた結果であるが、盆地から山に向かって高度が高くなるにつれて、空間線量率が徐々に減少する傾向が明確に観察できる。なお、この傾向は、図 4-7 において、郡山及び須賀川地区を挟んで
1-48

北西方向を眺めた３次元地図に、
土壌採取地点の地表面から 1m の高さの空間線量率測定データを重ねた結果においても、図中で左右に広い領域にわたって緑色の丸印がプロットされた郡山盆地
から、手前ならびに奥側の山岳地帯に向かって高度が高くなるにつれて、空間線量率が減少する
傾向が確認されている。
これらのデータは、今後、福島第一原発事故における放射性プルームの流れや沈着の経路を解析して行く上で、重要なデータである。
(4)

走行サーベイによる連続的な空間線量率の測定結果と航空機モニタリングの測定結果の比較に対する考察
走行サーベイの測定値から評価された地表面から 1m の高さの空間線量率の測定結果は、全体の傾向は、同時期に実施していた第 3 次航空機モニタリングによる地表面から 1m の高さの空間線量率の測定結果と良く一致しているものの、航空機モニタリングより詳細な空間線量率の分布傾向が確認された。
なお、航空機モニタリングによる空間線量率の測定結果と走行サーベイによる空間線量率の測定結果の違いについて確認するため、走行サーベイによる空間線量率の測定結果に対する航空機
モニタリングによる空間線量率の測定結果の比率と各比率の頻度(左側)及び累積頻度割合(％)(右側)の関係を調べたころ、
図 4-8 のように、走行サーベイによる空間線量率の測定結果は、
航空機モニタリングで測定された空間線量率の測定結果の 1/3 から 2 倍を超えるような箇所も確認されているが、測定結果の大部分は 3 割程度のずれで良く一致していることが確認された。

1-49

図 4-6(1) 走行サーベイによる測定結果の 3 次元画像表示-

福島第一原発より北西方向を眺める –図 4-6(2) 走行サーベイによる測定結果の 3 次元画像表示- 浪江町の山間部を眺める -1-50

図 4-6(3) 走行サーベイによる測定結果の 3 次元画像表示- 福島市及び二本松市から北西方向を眺める -図 4-7 土壌採取箇所での空間線量率の測定結果の 3 次元画像表示- 郡山及び須賀川地区を挟んで北西方向を眺める -1-51

図 4-8 第 3 次航空機モニタリングにおける空間線量率の測定結果（μSv/ｈ）とKUARAMA システムを用いた走行サーベイによる空間線量率の測定結果（μSv/ｈ）の比較

1-52

4.3 放射性セシウムの土壌濃度マップ
4.3.1 放射性セシウムの核種分析結果
21 の分析機関が Ge 半導体検出器を用いて、約 2,200 箇所の調査箇所で採取された土壌試料約
11,000 試料の放射核種分析を行った結果を基に、放射性セシウムの土壌濃度マップを作成した。
それぞれの測定結果は、試料ごとの測定により得られた Ge 半導体検出器のスペクトルのピーク
値から、検出器ごとに評価した検出効率校正曲線を用いて、撹拌した土壌試料の全放射能量を測定し、約 100ml の U-8 容器の上部の表面積（19.6cm2：5cmφの円）を考慮して換算することで、土壌濃度マップの基礎データとなる沈着量（放射性セシウムの単位面積あたりの放射能量）を得た。
（Bq/m2）
なお、定量にあたっては、
土壌試料の自己吸収補正ならびにサムピーク効果の補正を実施した。
また、Ge 半導体検出器のスペクトル解析において、バックグラウンド計数誤差の 3 倍以上に相当するカウントを該当ピークが持つ場合に、統計的に有意な測定値が得られたと判断した。
事前調査により、地表面に沈着した放射性セシウムと I-131 は、地表面上層の数 cm 以内にほとんどが含まれていることが確認されており、この結果を基に U-8 容器を用いて深さ 5cm 強の土壌を採取することで土壌に沈着した放射性物質の総放射能量を評価することが可能であると判断した。測定にあたっては、土壌試料中の放射能濃度の分布の不均一性が誤差に繋がることを考慮して、前述したように、よく撹拌した試料を分析することを原則とした。
また、測定日が異なるため、土壌採取及び空間線量率測定を実施した期間のほぼ中間となる、
第１回期調査の最終日である平成 23 年 6 月 14 日時点に放射能濃度を換算した。
4.3.2 放射性セシウムの土壌濃度マップの作成及び考察(a) Cs-134 及び Cs-137 の土壌濃度マップの作成
本調査における放射性セシウムの核種分析結果に関しては、全ての土壌試料について、統計的に有意な測定結果が得られた。そこで、放射性セシウムの土壌濃度マップの作成にあたっては、
各調査箇所における土壌に沈着した放射性セシウムのばらつきの影響を少なくするため、各調査箇所で採取された最大 5 試料の Cs-134 と Cs-137 の沈着量をそれぞれ算術平均して、各調査箇所の土壌に沈着した放射性セシウムの沈着量とした。なお、警戒区域内での作業等の事情により採取試料が 5 試料より少ない測定箇所が存在したが、これらの調査箇所の測定結果は、採取された全ての試料の核種濃度の平均値を用いた。
各調査箇所の位置情報は、4.2.1 の空間線量率の測定結果をプロットした箇所と同一箇所に、単位面積あたりの放射能量の範囲に応じて色分けしてプロットした。
図 4-9 に Cs-134 と Cs-137 の土壌濃度マップをそれぞれ示す。マップ上に示した沈着量は、それまでに公表していた航空機モニタリングの測定結果と同様に沈着量が 10kBq/m2 以下から3,000k Bq/m2 を超える範囲で 9 段階に分け、色別に表示することとした。Cs-134 と Cs-137 の分
布状況は非常によく一致しているとともに、4.2 における空間線量率の分布とも良く似た様相を示していることが確認された。
また、同時期に実施していた第 3 次航空機モニタリングの測定結果と放射性セシウムの土壌濃度マップの結果を比較したところ、図 4-10 に見られるように、本調査で測定された放射性セシウ
1-53

ムの沈着量は、局所的には測定結果の違いはあるものの、全体の傾向としては、航空機モニタリ
ングで測定された結果と同様の傾向を示していることが確認された。
(b) Cs-134 と Cs-137 の放射能濃度の相関関係
土壌試料から定量された Cs-134 と Cs-137 の放射能濃度の相関を図 4-11 に示す。
本図は全ての分析機関の測定結果を重ねて示したものあるが、Cs-134 と Cs-137 の放射能濃度は全般に良い相関を示しており、測定機関による核種分析結果の変動、地点による Cs-134 と Cs-137 の放射能濃度の変動も小さいことが確認された。この結果は Cs-137 と Cs-134 の事故後の挙動が同様である
ことを裏付けるものである。なお、本調査の結果、6 月 14 日時点における Cs-137 の放射能濃度に対する Cs-134 の放射能濃度の比率の平均値は 0.92 であり、Cs-137 の放射能濃度がわずかに大きいという結果が得られた。
(c) 測定結果の妥当性の確認採取した全土壌試料の中から 3％程度の土壌試料（275 試料）をランダムに選択し、それらの試料について、日本分析センターと測定に参加した各大学、あるいは東京大学と各大学で核種分析結果の比較 (以下、「クロスチェック」という。）を実施した。このうち、IAEA が主催する
proficiency test において、IAEA が提供した土壌試料等を精度良く分析した実績があり、高い精度で分析する能力があることが示されている 、日本分析センターの測定結果に対する、その他の分析機関の測定結果の比率のばらつきを図 4-12 に示す。
その結果、個々の試料に対する測定結果を比較したところ、 日本分析センターの測定結果に対する他の機関の測定結果の平均比率は Cs-134、Cs-137 双方とも 0.98、標準偏差は Cs-134 で 0.16、
Cs-137 で 0.18 であった。また、各調査箇所で採取された 5 試料の測定結果の平均値を比較した
ところ、
日本分析センターの測定結果に対する他の機関の測定結果の平均比率は Cs-134 で 0.97、
Cs-137 で 0.98 であり、標準偏差は Cs-134 で 0.12、Cs-137 で 0.11 であった。一部の箇所の 5 試料の平均値は最大 30％程度の違いはあるものの、標準偏差は概ね 0.1 程度の範囲内であり、全ての分析機関間で相互に信頼のおける測定が行われたことを確認できた。また、図 4-11 に示したよ
うに、Cs-134/Cs-137 の放射能濃度の比率が測定機関によって変化しないことも、測定結果の信頼性を示すものである。
なお、本測定結果の妥当性の検証のため、土壌採取箇所から、空間線量率が比較的広い範囲を含むように選定した７箇所において、Ge 半導体検出器による in situ 測定(以下、「in situ 測定」という。
）を実施し、各箇所について Ge 半導体検出器で得られた放射能濃度の測定結果を比較した。その結果、in situ 測定から評価した土壌中の放射性セシウムの放射能濃度と、土壌試料から定量した放射能濃度とを比較したところ、表 4-1 に示すとおり、各調査箇所で採取された５試
料間の放射能濃度のばらつきが小さい調査箇所（Ａ,Ｄ,Ｅ,Ｆ,Ｇ）においては、数十％以内の誤差で濃度が一致した。
(d) 同一箇所で採取した試料間の放射能濃度の変動の確認
同一箇所で採取・測定した 5 試料間での放射能濃度の変動を確認するため、3.2.3 で記す条件
1-54を満たす 3m×3m の範囲にある同一の調査箇所内において採取された 5 試料の放射能濃度の平均値に対する標準偏差の比率（変動係数）について頻度分布を示した結果を図 4-13 に示す。
その結果、変動係数の平均値は 36％で、中には 100％を越える場合もあり、全体に大きな変動があることが確認された。これは、事故時に地表面に降下した放射性物質の分布は、降下状況の違い、採取した土質の違い、及び土壌内に含まれる有機物の存在等の要因により、数 m 以内の狭い範囲内でも相当に不均一に分布したことを示唆するものである。
(e) 土壌に沈着した放射性セシウムの沈着量から算出される空間線量率の評価）から、核種分析結果に基づく放射性セシウムの沈着量（単位面積あたりの放射能量（Bq/m2）
換算係数を用いて地表面から地 1m の高さの周辺線量率を評価し実測値と比較した。本時点では、
空間線量率への寄与は Cs-134 と Cs-137 が支配的であるこため、この二つの放射性核種のみを考慮した。評価にあたっては、以下の 3 種類の土壌の放射能濃度から周辺線量当量率への換算係数を用いた（表 4-2）。
①IAEA-TECODC-955 及び IAEA-TECOC-1162 に記載された換算係数
国際原子力機関(IAEA)の二つの技術報告書 IAEA-TECODC-955「原子炉事故中の防護行為の決定のための一般的評価手順」及び IAEA-TECOC-1162「放射線緊急事態時の評価及び対応のための一般的手順」に示された換算係数。放射性セシウムの地中分布条件は文献からは不明である。
②本調査の結果のために新たに設定した換算係数（Saito 1 ）Saito 1 は地中の 0.5 g/cm2 深さにある無限平面線源を想定して、モンテカルロ法を用いて算出した換算係数。
③本調査の結果のために新たに設定した換算係数（Saito 2 ）Saito 2 は、土壌中に放射性物質は浸透しておらず、平面線源が地表面にあることを想定して Saito 1 の値に土壌の厚さ（表層から深さ 0.5 g/cm2）での減弱効果を補正する値 1.6 を乗じた換算係数。
これらの 3 種類の異なる換算係数を用いて評価した空間線量率と地表面から 1m の高さで実際に測定された空間線量率の測定結果(以下、「実測値」という。）との比較を表 4-3 に示す。
IAEA-TECDOC-1162 にある換算係数並びに Saito 1 の換算係数を用いた場合、実測値のほうが換算係数から算出された評価値より高くなる傾向にあった。Saito 2 の換算係数を用いた場合、逆に評価値が実測値より高くなる傾向にあった。このことから、現状では、地中の平面線源で近似す
ると 0 と 0.5 g/cm2 の間の深さに線源があると見なせる状態にあると判断できる。
他方で、図4-14に示したように、調査箇所ごとの空間線量評価値と実測値の評価値との関係を見ると、IAEA-TECDOC-1162あるいはSaito 1の換算係数を用いた場合、実測値より評価値が大きいものの、空間線量率と放射能濃度の間の相関が確認された。従って、条件に合った適切な空間線量率の換算係数を用いれば、空間線量率と土壌の放射能濃度の関係付けを行うことは可能であると考えられる。なお、本調査の結果、各調査箇所で測定された放射性セシウムの放射能濃度と空間線量率との関係においては、図4-15に示すとおり正の相関性が確認されている

1-55

図 4-9（a） セシウム 137 の土壌濃度マップ（平成 23 年 6 月 14 日時点に放射能濃度を換算）

1-56

図 4-9（b） セシウム 134 の土壌濃度マップ（平成 23 年 6 月 14 日時点に放射能濃度を換算）

1-57

図 4-10(ａ) セシウム 134 の土壌濃度マップ（第 3 次航空機モニタリングの測定結果との比較）

1-58

図 4-10(ｂ) セシウム 137 の土壌濃度マップ（第 3 次航空機モニタリングの測定結果との比較）

1-59

図 4-11 セシウム 134 とセシウム 137 の測定結果（Bq/m2）の相関関係

Cs-134（個別試料）

日本分析センターの測定結果に対する比率

日本分析センターの測定結果に対する比率（異なる分析機関による測定結果を全て重ねて表示 ）平均 0.98
標準偏差 0.18

放射能量（Bq）

Cs-137（個別試料）

平均 0.98
標準偏差 0.16

放射能量（Bq）

日本分析センターの測定結果に対する比率

日本分析センターの測定結果に対する比率（a) 日本分析センター及びその他の分析機関で同一試料を測定した結果の比較
Cs-134（5 試料平均値） 平均 0.97
標準偏差 0.12

放射能量（Bq）

Cs-137（5 試料平均値）

平均 0.98
標準偏差 0.11

放射能量（Bq）(b) 日本分析センター及びその他の分析機関による同一箇所 5 試料の測定結果の平均値の比較
図 4-12 日本分析センターとその他の分析機関の土壌の核種分析結果（放射性セシウムの放射能量）のクロスチェックの結果
1-60

表 4-1 土壌試料の核種分析結果とゲルマニウム半導体検出器を用いた in situ 測定の結果の比較（土壌採取箇所（約 2,200）のうち、７箇所を選定し、土壌試料のセシウム 134 及びセシウム 137の沈着量（単位面積あたりの放射能量）と、in situ 測定の結果を比較した。
）
調査地点（カッコ試料番号

内の数値は当該箇

放射性セシウムの各地

in situ 測定による測定結果(Bq/m2)

点における沈着量(Bq/m2)（下記のカッコ内の数値は、in situ 測定結果に対する 5 試料の沈着量の平均値の比率）

所の空間線量率のCs-134測定値）

A（1.52μSv/h）

B（2.15μSv/h）C（1.44μSv/h）

D（0.24μSv/h）

E（0.30μSv/h）

F（0.56μSv/h）

G（0.44μSv/h）

Cs-137

Cs-134

Cs-137

試料 1
試料 2
試料 3
試料 4
試料 5

5

5

2.12×10
2.16×105
1.40×105
1.58×105
1.60×105

2.18×10
2.17×105
1.41×105
1.61×105
1.64×105

平均
試料 1
試料 2
試料 3
試料 4
試料 5

1.77×105
5.92×105
2.09×105
1.96×105
6.23×105
2.97×105

1.80×105
6.82×105
2.43×105
2.22×105
7.12×105
3.53×1055
1.93×105（0.92） 2.10×10（0.86）

平均
試料 1
試料 2
試料 3
試料 4
試料 5

3.83×105
1.71×105
2.21×105
6.83×104
2.12×105
1.58×105

4.42×105
1.64×105
2.17×105
5.88×104
2.01×105
1.50×1055
2.03×105（1.89） 2.20×10（2.10）

平均
試料 1
試料 2
試料 3
試料 4
試料 5

1.66×105
3.57×104
3.79×104
3.04×104
3.08×104
3.39×104

1.58×105
4.00×104
4.02×104
3.34×104
3.26×104
3.69×1045
2.11×105（0.79） 2.29×10（0.69）

平均
試料 1
試料 2
試料 3
試料 4
試料 5

3.37×104
3.47×104
3.95×104
3.15×104
3.77×104
2.42×104

3.66×104
3.83×104
4.20×104
3.38×104
4.01×104
2.85×104

4
3.42×104（0.99） 3.66×10（0.97）

平均
試料 1
試料 2
試料 3
試料 4
試料 5

3.35×104
8.20×104
6.96×104
8.89×104
6.48×104
1.05×105

3.65×104
9.04×104
7.72×104
9.65×104
7.32×104
1.21×1054
3.52×104（0.95） 3.83×10（0.95）

平均
試料 1
試料 2
試料 3
試料 4
試料 5

7.84×104
4.37×104
4.10×104
3.69×104
4.22×104
5.88×104

9.17×104
5.28×104
4.64×104
4.15×104
4.80×104
6.94×104

4
7.84×104（1.05） 8.53×10（1.07）

平均

4.45×104

5.16×104

4
4.09×104（1.09） 4.43×10（1.17）

1-61

図 4-13 同一箇所で採取した 5 試料間の放射能濃度の変動係数の頻度（変動係数は、同一箇所で採取された 5 試料の放射能濃度の標準偏差を5 試料の放射能濃度の平均値で割った値）

表 4-2 放射能濃度から空間線量率（周辺線量当量率）への換算係数(単位：(μSv/h)/(Bq/m2))
出 典

Cs-134

Cs-137

IAEA-TECDOC-1162

5.4×10-6

2.1×10-6

Saito 1

5.88×10-6

2.16×10-6

Saito 2

9.41×10-6

3.46×10-6※ Saito 1：地中 0.5 g/cm2 の深さの平面線源を想定（文献 3 の結果を基に評価）※ Saito 2：地表面の平面線源を想定（文献 3 の結果を基に評価）

表 4-3 評価した空間線量率に対する本調査で測定された実測値の比率の平均値（表 4-2 に示した換算係数を用いて評価した値に対する、本調査で測定された、約 2,200 箇所の空間線量率の測定結果（実測値）の比率を全地点に対して計算し、算術平均した。
）
出 典

評価値/実測値

IAEA-TECDOC-1162

0.73

Saito 1

0.79

Saito 2

1.26

1-62

(a) IAEA-TECDOC-1162

傾き 0.73(b) Saito 1

傾き 0.79(c) Saito 2

傾き 1.26

図 4-14 本調査で得られた沈着量から換算係数を用いて算出した空間線量率と土壌採取箇所で測定された空間線量率の測定（実測値）との比較）（Saito 1 は深さ 0.5 g/cm2 の平面線源を Saito 2 は地表面の平面線源を想定した係数である。
1-63

35000000(Cs134+Cs137)濃度
30000000線形 ((Cs134+Cs137)濃度)

2

Cs134+Cs137 (Bq/m )25000000

20000000

15000000

10000000

y = 276008x
R2 = 0.7557
5000000

0

0

10

20

30
空間線量率(μSv/h)40

図 4-15 空間線量率と土壌の核種分析結果の関係

1-64

50

60

4.4 ヨウ素 131 の土壌濃度マップ
4.4.1 ヨウ素 131 の核種分析結果とマップ化にあたってのデータの選択方法
I-131 を効率よく検出するため、土壌試料の Ge 半導体検出器による測定時間は、原則として最大で１時間までとしたが、いくつかの試料についてはさらに長い時間の測定を実施した。
しかし、
I-131 の半減期が 8.02 日と短いことから、今回の調査では統計的に有意な測定結果が得られた土壌試料の数は限定された。調査を開始したのが 6 月 4 日であり、採取直後に分析した場合でも、半減期の 10 倍となる約 80 日間の時間が経過し、放射能量が 1,000 分の１程度(210=1,024)に減衰していることが予想されることから、統計的に有意な測定結果を得ることが難しかったと考えられる。
また、ガンマ線スペクトル上では、大量に含まれる放射性セシウムのコンプトン連続部分がI-131 のバックグラウンドとなるため、検出下限値が引き上げられることも重なり、I-131 の検出された試料の数は限定された。
放射性セシウムの場合には全ての試料に関して検出下限値以上の測定値が得られたために、単純に 5 試料の平均値を求めてその箇所のセシウム濃度とすることができたが、I-131 の土壌濃度
マップの作成にあたっては、検出下限値以下の値が多数存在したため、以下のような考え方でマップ上にプロットする測定結果を整理することとした。
① 同一箇所で採取した 5 試料の土壌試料のうち、最低１試料でも検出下限値以上の有意な測定結果が得られた場合、その箇所で I-131 が検出されたと判断し、各調査箇所の放射能濃度の値について最も確からしい平均値を算出することを念頭に置いて、検出下限値以下の値を参考値として、参考値も含めて 5 試料の放射能濃度を算術平均することとした。
また、統計的なばらつきにより、バックグラウンドを差し引くことによりマイナスの参考値が得られている場合は、その地点の測定結果を「0（ゼロ）」として各調査箇所の平均値を算出する際に使用した。
さらに、検出下限値以下の値の場合において、参考値を記載していない場合も同様に、その地点の測定結果を「0（ゼロ）」として扱った。なお、同一箇所で採取した核種分析結果が全て検出下限値以上の場合、それらの値を算術平均した値を使用した。
② 同一箇所で採取した複数の土壌試料の核種分析結果が全て検出下限値以下の値の場合、その箇所では、統計的に有意な値を一つも得ることができなかったことから、その箇所の測定
結果は不検出と判断することとした。
なお、Cs-134、Cs-137 と同様に、減衰を考慮することにより、第１期調査の最終日である 6 月
14 日の値に換算した。
一部、警戒区域内で作業時間を考慮した場合等、土壌採取にあたって、１箇所における採取試
料数が５試料に満たないケースが存在するため、その場合は、総試料数の中で同じ処理を行った。

1-65

4.4.2 ヨウ素 131 の土壌濃度マップの作成及び考察(a) ヨウ素 131 の土壌濃度マップの作成
図 4-16 に I-131 の土壌濃度マップを示す。
全ての試料が検出下限値以上の測定値を持つ場合の平均値は○印で、検出下限値未満の測定値を含む場合の平均値は△印で地図上に示した。その結果、I-131 が検出されたと判断された箇所は 415 箇所であった。放射性セシウムに比べて地図上のポイント数はかなり少ないが、I-131 の分布状況が分かる程度の結果が得られた。
(b) ヨウ素 131 とセシウム 137 の放射能濃度の比率
図 4-17 は、I-131 と Cs-137 の放射能濃度の比率を計算してマップ化したものである。これを見ると、他地域と比べて I-131 の比率が高い地域が福島第一原発の南側に存在することがわかる。
この地域と他地域における I-131 の沈着の経緯が異なる可能性を示唆している。
図 4-18 は、福島第一原発より緯度的に北に位置する調査地点（北方）、緯度的に南でかつ経度方向で福島第一原発から 34 km 以西に位置する調査地点（南方内陸部）、緯度的に南でかつ経度方向で福島第一原発から 34 km 以内に位置する調査地点（南方沿岸部）を分けて、I-131 と Cs-137の放射能濃度の比率を示したものである。北方及び南方内陸部にくらべて南方沿岸部の I-131 の比率が高くなっている。なお、測定数は少ないが、3 月 21 日～23 日の時期に文部科学省が行った土壌の核種分析結果においても表 4-4 に見られるように、同様の傾向が示されており、発電所から南方向(広野町下北迫)で採取された土壌試料について、放射性セシウムに対する I-131 の放射能濃度の比率が高くなる傾向が示されていた。また、原子力機構東海研究開発センターにおいて実施した、ダストサンプラー等を用いた空気中の放射性核種の測定結果においても、図 4-19 に見られるように、同時期に I-131 の放射能濃度は高くなり、Cs-137 の放射能濃度に対する I-131 の放射能濃度に対する比率もそれまでの時期に比べて約 10～100 倍程度にあがっていたことが確認されている。今回の結果は、これらのデータとも矛盾しないものである。
図 4-18 を詳しく観察すると、I-131 の濃度は北方も南方も 2,000 Bq/m2 以下の範囲に相当数のデータが収まっているのに対し、北方では南方に比べて Cs-137 の濃度が明らかに高めに出ている傾向であることが確認された。このことは、南方で多量の I-131 の沈着があったというよりも、北方で多量の放射性セシウムの沈着があったことに起因して比率が変化したと考えられる。
I-131 と Cs-137 の放射能濃度比率が地域により異なることの解釈として、放射性プルームが放出された時期の違いにより I-131 と Cs-137 の比率が異なり、南方へ流れたプルーム中の Cs-137に対する I-131 の放出量の比率が相対的に多かったとする説明、地域により沈着の仕方が異なり
北方で降雨沈着が顕著であったため、北方で土壌に沈着した Cs-137 の放射能濃度が増えたとする説明等が考えられるが、今後、解析を進めこの原因を明らかにすることが必要である。
(c) 今後の方針
I-131 の放射能濃度の分布状況は、事故直後の影響評価を行う上で重要な基礎データであるため、
本調査で得られた I-131 の土壌濃度マップをさらに精緻化していくことが重要である。
今後、
I-131 の土壌濃度マップの精緻化を図るために考えられる方法の一つは、文部科学省等が事故直後に土壌試料を採取して I-131 の濃度の測定を行った複数のデータの利用である。土壌の採取方
1-66

法や分析方法が本プロジェクトと異なるため、そのままデータを重ねることはできないが、条件の違いを検討しつつ今回のデータと統合したマップを作成できないか検討することが必要である。
また、I-131 は短半減期のために現在は、直接 Ge 半導体検出器で測定することはほぼ不可能であるが、その時同時に放出されたヨウ素の同位体で半減期の長い I-129（半減期：1.57×107 年）を定量し、この放射能濃度から I-131 の放射能濃度を推定できる可能性がある。同位体は化学的な性質はほぼ同様であるため、I-129 と I-131 の原子炉からの放出比が時間であまり変化しなけ
れば、I-129 の定量結果から I-131 の量を推定できると考えられる。今回、一部の試料に対して加速器質量分析法（AMS）を利用した I-129 の定量を行ったが、試料数が少ないこともあり I-131
濃度との関係は明らかではなかった。今後、これまでに比較的高いⅠ-131 の放射能濃度が検出されており、同一調査箇所における各地点の放射能濃度の変動が小さい調査箇所の土壌試料について、試料数を増やして I-129 と I-131 の放射能濃度の関係を明らかにし、本手法が有効であることが確認された場合には、I-129 測定による I-131 の放射能濃度分布の推定を実施する。

1-67

図 4-16 ヨウ素 131 の土壌濃度マップ（平成 23 年 6 月 14 日時点に放射能濃度を換算）

1-68

図 4-17 セシウム 137 の沈着量に対するヨウ素 131 の沈着量の比率の分布状況

1-69セシウム137沈着量

ヨウ素131沈着量/セシウム137沈着量の平均値； 0.0059

ヨウ素131沈着量(a) 福島第一原発より北方におけるヨウ素 131 とセシウム 137 の沈着量の関係

セシウム137沈着量

南方内陸部

ヨウ素131沈着量/セシウム137沈着量の平均値； 0.0082

ヨウ素131沈着量(b) 福島第一原発より南方内陸部（発電所より西側 34km 以遠）
におけるヨウ素 131 とセシウム 137 の沈着量の関係

セシウム137沈着量

南方沿岸部

ヨウ素131沈着量/セシウム137沈着量の平均値； 0.0244

ヨウ素131沈着量(c) 福島第一原発より南方沿岸部（発電所より西側 34km 未満）
におけるヨウ素 131 とセシウム 137 の沈着量の関係
図 4-18 各エリアにおけるヨウ素 131 とセシウム 137 の放射能濃度の相関関係

1-70

表 4-4 文部科学省及び福島県による土壌の放射能濃度の測定結果（平成 23 年 3 月 21 日～23 日までの測定結果）
放射能濃度（Bq/kg)
測定試料採取点【2-4】（24km北）【2-4】（24km北）【2-4】（24km北）【3-1】（33km北西）【3-1】（33km北西）【3-1】（33km北西）【2-1】（36km北西）【2-1】（36km北西）【2-1】（36km北西）【2-2】（45km北西）【2-2】（45km北西）【2-2】（45km北西）【3-5】（47km北西）【3-6】（32km西北西）【35】(37km西北西)【35】(37km西北西)【3-14】（40km西北西）【3-14】（40km西北西）【3-4】（43km西北西）【2-3】（41km西）【2-3】（41km西）【2-5】（39km西南西）【2-5】（39km西南西）【2-5】（39km西南西）【2-6】（43km南南西）【2-6】（43km南南西）【2-6】（43km南南西）【3-7】（23km南）【3-8】（23km南）

南相馬市原町区高見町
南相馬市原町区高見町
南相馬市原町区高見町
相馬郡飯舘村長泥相馬郡飯舘村長泥相馬郡飯舘村長泥相馬郡飯舘村八木沢
相馬郡飯舘村八木沢
相馬郡飯舘村八木沢
伊達郡川俣町
伊達郡川俣町
伊達郡川俣町
伊達郡川俣町
双葉郡葛尾村上野川
二本松市田沢二本松市田沢
伊達郡川俣町山木屋
伊達郡川俣町山木屋
二本松市太田田村市船引町船引
田村市船引町船引
田村郡小野町小野新町
田村郡小野町小野新町
田村郡小野町小野新町
いわき市平字梅本
いわき市平字梅本
いわき市平字梅本
双葉郡広野町下北迫
双葉郡広野町下北迫

測定日時
3月21日 14:07
3月22日 13:35
3月23日 14:10
3月21日 9:45
3月22日 10:11
3月23日 11:10
3月21日 12:32
3月22日 12:00
3月23日 12:25
3月21日 12:10
3月22日 11:00
3月23日 11:30
3月23日 10:30
3月23日 14:00
3月21日 11:51
3月22日 12:28
3月21日 9:45
3月22日 10:11
3月23日 11:08
3月21日 12:30
3月22日 11:30
3月21日 13:40
3月22日 11:40
3月23日 12:50
3月21日 15:10
3月22日 13:50
3月23日 14:20
3月23日 13:00
3月23日 16:22

1-71

I－131

Cs-137

83,20021,30016,60043,00048,000200,000
207,000
256,000
135,000
157,000
38,90044,6004,200
70,00016,00036,00043,00048,00033,000
3,000
7,290
4,830
3,220
6,430
30,7001,960
32,60069,000140,000

8,660
4,230
1,720
4,700
5,400
45,00039,90057,40032,20016,500
4,720
6,010
770
12,000
1,400
3,200
4,700
5,400
8,600
390
1,290
910
466
1,590
1,220
23
840
2,600
2,900

I－131/Cs-137

測定者

9.6
5.0
9.7
9.1
8.9
4.4
5.2
4.5
4.2
9.5
8.2
7.4
5.5
5.8
11.4
11.3
9.1
8.9
3.8
7.7
5.7
5.3
6.9
4.0
25.2
85.2
38.8
26.5
48.3

福島県
福島県
福島県
文科省
文科省
文科省
福島県
福島県
福島県
福島県
福島県
福島県
文科省
文科省
文科省
文科省
文科省
文科省
文科省
福島県
福島県
福島県
福島県
福島県
福島県
福島県
福島県
文科省
文科省

放射能濃度)3m/qB
日時(2011 年)(a）日本原子力研究開発機構東海研究開発センターで測定された
空気中に含まれる（ガス状、粒子状）放射性物質の放射能濃度の経時変化

放射能濃度の比率
日時(2011 年)(b）日本原子力研究開発機構東海研究開発センターで測定された
空気中に含まれる各放射性物質の放射能濃度の比率の経時変化

図 4-19 日本原子力研究開発機構東海研究開発センターにおける事故発生初期にダストサンプラー等を用いて測定された空気中の放射能濃度の測定結果

1-72

4.5 テルル 129m 及び銀 110m の土壌濃度マップ
4.5.1 テルル 129m 及び銀 110m の核種分析結果とマップ化にあたってのデータの選択方法
本調査の開始時点では、土壌濃度マップ作成の直接の対象とした放射性核種は Cs-137、Cs-134、I-131 の 3 核種であったが、これらの核種以外にも、相当数の試料で Te-129m（半減期 33.6 日）
あるいは Ag-110m（半減期 250 日）が検出されたため、これらについても土壌濃度マップを作成することとした。
Te-129m あるいは Ag-110m については、半減期が短いかあるいは放出量が少ないために、統計的に有意な結果が得られた試料の数は限定された。そのため、なるべく多くの地点のデータを基にマップを作成することを目的に、I-131 と同様の考え方でデータの処理と選択を行った。当初、検出下限値以下の参考値が記入されていない測定結果が多く存在したため適切な平均値が得られないと判断し、相当数の試料に対してエネルギースペクトルを見直し参考値を評価し直したため、土壌濃度マップの完成が I-131 に比べて遅れた。
結果として、Te-129m について 798 箇所で、Ag-110m については 349 箇所で測定結果を得ることができた。土壌濃度マップの作成にあたっては、減衰を考慮することにより第一期調査の最終日である 6 月 14 日に濃度を換算した。
4.5.2 テルル 129m 及び銀 110m の土壌濃度マップの作成及び考察(a) テルル 129m 及び銀 110m の土壌濃度マップの作成
図 4-20 に Te-129m の土壌濃度マップを示す。これを見ると、
Te-129m は、
放射性セシウム、
I-131などの放射性核種と同様、北西方向に放射能濃度の高い地域があり、また郡山盆地と福島第一原
発から南方方向にも分布が広がっていることが確認された。
また、図 4-21 に Ag-110m の土壌濃度マップを示す。その結果、有意な測定結果が得られたのは349 地点と少ないが、全体の分布傾向は放射性セシウム、I-131、Te-129m などの放射性核種と同様の傾向で分布していることが確認された。
(b) テルル 129m、銀 110m とセシウム 137 の放射能濃度の比
図 4-22 は、Te-129m と Cs-137 の放射能濃度の比率を計算してマップ化したものである。これを見ると、Cs-137 に対する Te-129m の放射能濃度の比率の分布状況は、Cs-137 に対する I-131の放射能濃度の比率の分布状況と近い傾向、すなわち南の方向に高い比率の地域が広がっている
ことが分かる。
図 4-23(a)に、Te-129m と Cs-137 の放射能濃度の相関図を示すが、Te-129m と Cs-137 の放射能
濃度には一定の相関関係がある傾向が確認できる。
また、図 4-23(b)～(d)において、福島第一原発より緯度が北の地域（北方）、緯度が南かつ海岸から 28km 以内の地域（南方沿岸部）、緯度が南かつ海岸から 28km 以遠（南方内陸部）の 3 地域に区分した相関図も示したところ、Cs-137 に対する Te-129m の放射能濃度の平均比率を比較すると、南方沿岸部の比率が他の地域に比べて高い値を示す傾向がある。
さらに、南方沿岸部の相関図をよく観察すると、比率の高い部分と低い部分が混在しており、この結果として南方沿岸部の比率を引き上げていることがわかる。そこで、図 4-23(e)では、南1-73

方沿岸部のうち Cs-137 に対する Te-129m の放射能濃度の比率が高い地域の測定結果をさらに抽出して示した。その結果、Te-129m は、南方沿岸部内でも明らかに他の地域と異なる傾向で分布していることが示している。これらの事実は、放射性プルームの起源が北方、南方内陸部と南方沿岸部で異なることを示唆するとともに、南方沿岸部内においても起源の異なる複数の放射性プルームにより沈着が生じた可能性を示している。
南方沿岸部の高い比率の地域（沿岸側）を除くと、Cs-137 に対する Te-129m の放射能濃度の比率はほぼ 0.2 であり、北方、南方内陸部における Cs-137 に対する Te-129m の放射能濃度の比率とほぼ等しく、良い相関が見られることが分かる。このことは、放射性セシウムと Te-129m の挙動がよく似ていることを示している。
Cs-137 に対する Ag-110m の比率を測定地点上にプロットしたマップを図 4-24 に示す。300 地
点とポイント数が少ないため確かなことは言えないものの、Te-129m と I-131 の場合は南方のみに高い比率の地域が存在するのに対し、Ag-110m については、沿岸部分全体に高い比率が観測されているように見受けられる。ただし、図 4-25 に Ag-110m と Cs-137 の濃度の相関図を示すが、Ag-110m の放射能濃度の値が Te-129m と比較して低いこともあり、Cs-137 との相関関係は確認できなかった。
(c) テルル-129m と銀-110m の挙動について
チェルノブイリ原発事故時に関する報告書においては放射性セシウムに対するその他の放射性核種の放射能濃度の比率は、概ね原子炉から遠方になるにつれて小さくなる傾向が確認されているが、Te-129m については、距離に関係なくほぼ一定の比率で沈着しているという報告がある。
今回の測定値でも、Cs-137 と Te-129m の濃度は、図 4-23 に示すように、一部の地域を除いて全般に良い相関を示すことが確認できる。放射性セシウム(沸点：671℃)と Te-129m（沸点:988℃）
はともに揮発性の元素であり、似た挙動で沈着したものと考えられる。
他方で、Te-129m が大量に放出されたと評価されているのに対し、Ag-110m 放出量に関する公式な評価は報告書にはほとんどない。チェルノブイリ事故後に環境中で Ag-110m が観測されたという報告があるため、放出があったことはほぼ確かであると考えられるが、放出量の評価は行われていない。
また、原子力安全・保安院が平成 23 年 6 月 6 日に公表した「東京電力株式会社福島第一原子力発電所の事故に係る 1 号機、2 号機及び 3 号機の炉心の状態に関する評価について」における放出量推定値の中にも Ag-110m に関するデータはない。従って、今回得られた Ag-110m の土壌濃度マップは、Ag-110m の放出源情報を推定する上で、また線量評価の観点からも重要なデータとなることが予想される。
他方で、図 4-25 に見られるように、Cs-137 に対する Ag-110m の放射能濃度の比率を見ると、大きくばらついていることから、放射性セシウムとは異なる挙動で沈着していることがわかる。
この理由としては、銀の沸点は 2164℃であるため、仮に銀が本事故において気体状で放出されたとしても、それらは低温の大気に触れて急速に粒子化し、粒子状で環境に放出されたと考えられるほか、銀が炉内から放出された際の各原子炉におけるイベントの違いに伴い、
Cs-137 や Te-129mとは挙動が異なったものと考えられる。
1-74

図 4-20 テルル 129m の土壌濃度マップ（平成 23 年 6 月 14 日時点に放射能濃度を換算）
1-75

図 4-21 銀 110m の土壌濃度マップ（平成 23 年 6 月 14 日時点に放射能濃度を換算）
1-76

図 4-22 セシウム 137 に対するテルル 129m の土壌濃度の比率

1-77

(a) 全体

テルル129m沈着量/セシウム137沈着量の平均値； 0.40(b) 福島第一原発
より北方
北方

テルル129m沈着量/セシウム137沈着量の平均値； 0.23(c)

福島第一原発より南方沿岸部

南方沿岸部

テルル129m沈着量/セシウム137沈着量の平均値； 0.88

図 4-23 セシウム 137 とテルル 129m の土壌濃度の相関関係（その１）

1-78

(d)福島第一原発より南方内陸部

南方内陸部

テルル129m沈着量/セシウム137沈着量Te-129m/Cs-137の比率 平均 0．23の平均値； 0.23(e)福島第一原発より南方沿岸部のうち、特にテルル 129m の沈着量の比率が高い
地域(青囲み)南方沿岸部

テルル129m沈着量/セシウム137沈着量Te-129m/Cs-137 の比率 平均 1.4の平均値； １．４

図 4-23 セシウム 137 とテルル 129m の土壌濃度の相関関係（その２）1-79

図 4-24 セシウム 137 に対する銀 110m の放射能濃度の比率の分布状況

1-80

銀110m沈着量/セシウム137沈着量の平均値； 0.0057

図 4-25 各エリアにおけるセシウム 137 と銀 110m の土壌濃度の相関関係

1-814.6 アルファ線放出核種及びベータ線放出核種の土壌濃度マップ
4.6.1 試料の選択及び分析方法
福島県、その周辺地域で平成 23 年 6 月 4 日から 7 月 8 日までに採取した土壌試料 100 試料について、日本分析センターがアルファ線放出核種である Pu-238、Pu-239+240 及びベータ線放出核種である Sr-89、
Sr-90 について放射化学分析を実施した結果を基に、Pu-238、
Pu-239+240 及び Sr-89、
Sr-90 の土壌濃度マップを作成した。
それぞれの測定結果は、Pu-238、Pu-239+240 については、U-8 容器で採取した土壌試料のうち、50g を放射化学分析し、シリコン半導体検出器を用いて測定し、分析に使用した試料の重量と U-8
容器の上部の表面積を用い換算して、単位面積あたりの放射能量（Bq/ｍ2）を求めた。検出下限
値は Pu-238、Pu-239+240 ともに、0.5Bq/ｍ2 程度である。
また、Sr-89、Sr-90 については、同じく U-8 容器で採取した土壌試料のうち、30g を放射化学分析し、低バックグラウンドベータ線測定装置を用いて測定し、分析に使用した試料の重量と U-8
容器の上部の表面積を用い換算して、単位面積あたりの放射能量（Bq/ｍ2）を求めた。検出下限
値は Sr-89 で 300Bq/ｍ2 程度、Sr-90 で 40Bq/ｍ2 程度である。
土壌濃度マップの作成にあたっては、放射性セシウム等のガンマ線放出核種の土壌濃度マップと同様に、第一期調査の最終日である平成 23 年 6 月 14 日に放射能濃度を換算した。
4.6.2 プルトニウム及び放射性ストロンチウムの土壌濃度マップの作成及び考察(a) Pu-238、Pu-239+240 及び Sr-89、Sr-90 の土壌濃度マップの作成
図 4-26 に Pu-238、Pu-239+240 が検出された箇所の放射能濃度をマップ化して示す。放射性セシウムの放射能濃度が高かった福島第一原発から北西方向において Pu-238、Pu-239+240 双方が検出された箇所が存在する。
本調査で検出された Pu-238、、Pu-239+240 の放射能濃度の最大値は、Pu-238 で 4.0Bq/m2(浪江町)、Pu-239+240 で 15Bq/m2 (南相馬市、20km 圏内の箇所) で、いずれも避難区域等に指定された福島第一原発に比較的近い箇所で観測された値である。なお、Pu-238、Pu-239+240 の最大濃度
は、文部科学省の「環境放射能水準調査」において、福島第一原発事故の発生前（平成 11～21
年度）に全国 47 都道府県において観測されている土壌表層（0～5cm）における測定値の範囲（過去の大気圏内核実験の影響の範囲：過去の Pu-238 の最大濃度 8.0Bq/m2、過去の Pu-239+240 の最大濃度：220Bq/m2）に入るレベルであった。
しかしながら、
平成 11～21 年度までの環境放射能水準調査で土壌表層において観測されている
Pu-239＋240（Pu-239 の半減期：2.41×104 年、Pu-240 の半減期：6564 年）に対する Pu-238（半減期：87.7 年）の放射能濃度の比率は、図 4-27 に示すとおり、全国平均で 0.026 程度であるのに対して、本調査において Pu-238、Pu-239+240 双方が検出された 5 箇所の調査箇所は 0.33～2.2程度であり、事故発生前より比率が大きいことから、これらの 5 箇所については、今回の事故に伴い、新たに沈着したものと考えられる。
また、Pu-239+240 は検出されていないものの、Pu-238 が検出された 1 箇所の調査箇所について
も、Pu-239＋240 の検出下限値（約 0.5 Bq/㎡）に対して、Pu-238 の放射能濃度が大きいことから、今回の事故に伴い、新たに沈着したものと考えられる。

1-82

図 4-28 に Sr-89、Sr-90 が検出された箇所の放射能濃度をマップ化して示す。放射性ストロンチウムも放射性セシウムと同様に、福島第一原発から北西方向に高い濃度の箇所が存在している
一方、福島県の中通りならびに福島第一原発から南方向にも Sr-89、Sr-90 が検出された箇所が存在する。
本調査で検出された Sr-89、Sr-90 の放射能濃度の最大値は、Sr-89 で 22,000Bq/m2(浪江町)、
Sr-90 で 5,700 Bq/m2 (双葉町、20km 圏内の箇所) で、いずれも避難区域等に指定された発電所に比較的近い箇所で観測された値である。
しかしながら、Sr-89 は半減期が 50.5 日（Sr-90 は半減期 28.8 年）であるため、本調査において Sr-89 が検出された箇所は、事故前の大気圏内核実験のフォールアウトの影響ではなく、今回の事故に伴い、新たに沈着したものと考えられる。なお、本調査において、Sr-89 は不検出であったものの、Sr-90 が検出された調査箇所において検出された Sr-90 の測定値は、事故発生前（平成 11～21 年度）の「環境放射能水準調査」において、全国で観測されている土壌表層(0～5cm)
における Sr-90 の測定値の範囲（2.3～950Bq/㎡）内に入るレベルであった。
(b) 放射性ストロンチウムと放射性セシウムの放射能濃度の比率
Sr-89、Sr-90 双方が検出された土壌試料について、Sr-90 に対する Sr-89 の放射能濃度の比率を計算したところ、1.9～6.5（平均 4.0）であり、概ね両核種の比率は一定であった。
他方で、Sr-89 が検出された土壌試料について、Cs-137 に対する Sr-89 の放射能濃度の比率について計算したところ、1/1,800（川内村）～1/5.3（相馬市）（平均：1/66）と大きくばらついていた。
同様に、Sr-90 が検出された土壌試料について、Cs-137 に対する Sr-90 の放射能濃度の比率について計算したところ、1/6,300（浪江町）～最大値は 1/17（相馬市）（平均：1/389）と大きくばらついていた。
なお、図 4-29 に測定箇所ごとの Cs-137 に対する Sr-90 の放射能濃度の比率をマップ化したものを示す。その結果、20km 圏内及び発電所の北西方向は、その比率は小さいが、30 から 80km 圏
内で比が大きいところも存在する。20km 圏内に限って計算すると、平均値は 1/2,700 で、最大値は 1/160（楢葉町）、最小値は 1/5,700（大熊町）と比較的、比率のばらつきが小さくなっている。
本結果より、放射性セシウムに対する放射性ストロンチウムの比率は、福島第一原発の北方において最大値が確認され、20km 圏内及び放射性セシウムの放射能濃度が高くなる福島第一原発から北西方向において比率が小さくなる傾向が確認された。放射性ストロンチウム及び放射性セシ
ウムの放射能濃度の分布は一様ではないことが確認された。
次回の調査において、放射性セシウムに対する放射性ストロンチウムの放射能濃度の比率が大きな箇所を中心に追加調査を行うとともに、放射性物質の移行状況調査や放射性プルームが原子炉から放出した際の炉内状況の検証結果を通じて、放射性ストロンチウムの挙動について詳細に
検討する。

1-83

※

：福島第一原発事故に伴い、新たにプルトニウム238、239＋240が沈着したものと考えられる箇所

図 4-26 プルトニウム 238、プルトニウム 239+240 の土壌濃度マップ（平成 23 年 6 月 14 日時点に放射能濃度を換算）

1-84

9
8
7

y = 0.0261 x + 0.1293
R2 = 0.7830

Pu-238 Bq/m2

6
5
4
3
2
1
0
0

50

100

150

Pu-239+240 Bq/m

200

250

2

図 4-27 平成 11～21 年度までの環境放射能水準調査の結果（プルトニウム 238 とプルトニウ
ム 239＋240 の沈着量の関係）（平成 11 年～21 年までに採取された土壌 1,054 試料のうち、プルトニウム 238、プルトニウム
239+240 が検出された 252 試料の測定結果を比較）

1-85

※ ：福島第一原発事故に伴い、新たにストロンチウム89、90が沈着したものと考えられる箇所

図 4-28 放射性ストロンチウムの土壌濃度マップ（平成 23 年 6 月 14 日時点に放射能濃度を換算）

1-86

図 4-29 セシウム 137 に対するストロンチウム 90 の放射能濃度の比

1-874.7 総合的な考察
4.7.1 本調査で検出された放射性核種の影響
4.7.1.1 IAEA-TECDOC-1162 の換算係数を用いた放射性核種ごとの 50 年間積算実効線量
本調査で検出された各放射性核種の被ばく影響について確認するため、IAEA-TECDOC-1162 に定められた換算係数を用いることで、平成 23 年 6 月 14 日から 50 年間、放射性核種が沈着した地表
面上に人間が留まると想定し、その期間における外部被ばく線量及び再浮遊に起因する預託実効線量（以下、「50 年間積算線量」という。
）を算出した。結果は表 4-5 のとおりである。なお、50
年間積算線量の算出に当たっては、放射性核種の崩壊、核変換ならびにウェザリングの効果が考慮されている。加えて、放射性核種の再浮遊による吸入被ばくを安全側に評価するため、実際の事故時において観測されているよりも安全側の再浮遊係数として 10-6m-1 を用いている。
（a） IAEA-TECDOC-1162 の換算係数を用いた放射性セシウムの最大濃度が検出した箇所の 50 年
間積算実効線量
本調査で検出された、平成 23 年 6 月 14 日時点における Cs-137 及び Cs−134 の最大濃度は15,500,000 Bq/m2 と 14,000,000 Bq/m2 であり、この放射能濃度が検出された箇所に 50 年間滞在した場合の 50 年積算実効線量はそれぞれ 2,000 mSv と 71 mSv であった。
な お 、 Cs-134 及 び Cs-137 の 放 射 能 濃 度 が 等 し い と 仮 定 し た 場 合 、 表 4-2 に 示 すIAEA-TECDOC-1162 にある周辺線量率への換算係数から、空間線量率への寄与の比は Cs-134 とCs-137 でおおよそ 7:3 となる。これは、Cs-137 では 1 回の崩壊で 662keV のガンマ線を 85％の割合で放出するのに対し（正確には放射平衡にある Ba-137m が放出）
、Cs-134 では約 600keV から約
1,370keV のエネルギーを有する複数のガンマ線を総計で 200％以上の割合で放出することに起因する。しかし、半減期は、Cs-134 が約 2 年であるのに対し、Cs-137 は約 30 年であるため、50 年
間積算線量の値は Cs-137 の方が高くなる。
（b） IAEA-TECDOC-1162 の換算係数を用いたヨウ素 131 の最大濃度が検出した箇所の 50 年間積
算実効線量
本調査で検出された、
平成 23 年 6 月 14 日時点における I-131 の最大放射能濃度は 55,000 Bq/m2
であったが、沈着時からの物理的な減衰により、本調査時では I-131 の沈着量は放射性セシウムの沈着量に比べて著しく低い放射能濃度となった。
なお、I-131 の最大濃度が検出された箇所に 50 年間滞在した場合における 50 年積算実効線量を計算したところ、0.015 mSv であった。
（C） IAEA-TECDOC-1162 の換算係数を用いたテルル 129m、銀 110m の最大濃度が検出した箇所の50 年間積算実効線量
本調査で検出された、
平成 23 年 6 月 14 日時点における最大濃度は Te-129m で 2,660,000 Bq/m2 、Ag-110m で 83,200 Bq/m2 であったが、これらはいずれも発電所から数㎞以内で観測された値である。この最大濃度と IAEA-TECDOC-1162 に示された線量換算係数を用いて、50 年間積算実効線量を計算したところ、この放射能濃度が検出された箇所に 50 年間滞在した場合の 50 年間積算実効
1-88

線量はそれぞれ 0.6 mSv 及び 3.2 mSv であった。
（d） IAEA-TECDOC-1162 の換算係数を用いたプルトニウム 238、プルトニウム 239+240、ストロンチウム 89、及びストロンチウム 90 の最大濃度が検出した箇所の 50 年間積算実効線量
本調査で検出された、平成 23 年 6 月 14 日時点における最大濃度は、Pu-238 で 4.0Bq/m2、Pu-239+240 で 15 Bq/m2 であり、Sr-89 で 22,000Bq/m2、Sr-90 で 5,700 Bq/m2 であった。
このプルトニウム及び放射性ストロンチウムの最大濃度と IAEA-TECDOC-1162 に示された線量換算係数を用いて 50 年間積算実効線量を計算したところ、この放射能濃度が検出された箇所に50 年間滞在した場合の 50 年間積算実効線量は、Pu-238 及び Pu-239+240 では 0.027 mSv、
0.12 mSv、
Sr-89 及び Sr-90 では 0.00061 mSv、0.12 mSv であった。
表 4-5 各放射性核種の最大濃度が検出された箇所に 50 年間滞在した場合の外部被ばく線量及び吸入被ばくによる預託実効線量の合計値

核種名

最大濃度*1

半減期(Bq/m2)50 年間の積算実効線量
換算係数(μSv/h)/(Bq/m2)

計算結果(mSv)

2.065 年

1.4×107

5.1×10-3

Cs-13730.167 年

7

1.5×10-1

1.3×102000(2.0Sv)

I-131

8.02 日5.5×104

2.7×10-4

0.015

Sr-89

50.53 日2.2×10

4

-5

Sr-90

28.79 年

Pu-238

Cs-13471

2.8×100.00061(0.61μSv)

5.7×1032.1×10-2

0.1287.7 年

4.0

6.6

0.027

4

0.12

Pu-239+240

2.411×10 年

15.0

8.5

Ag-110m

249.95 日

8.3×104

3.9×10-2

3.2

6

-4

0.6

Te-129m

33.6 日2.7×102.2×10*1：平成 23 年 6 月 14 日時点に換算

1-89

4.7.1.2 各放射性核種による現状の空間線量率、及び 50 年間積算実効線量への寄与度合い
全調査地点のうち空間線量率が 0.1～5μSv/h の範囲で、かつ測定した空間線量率と土壌濃度から評価した空間線量率が比較的よく一致する地点 43 箇所を選び、
平成 23 年 6 月 14 日時点での空間線量率へのガンマ線放出放射性核種ごとの寄与度合いを IAEA-TECDOC-1162 の線量換算係数を用いて評価したところ、Cs-134 が約 70％、Cs-137 が約 30％を占め、Te-129m、Ag-110m の寄与は1％以内であることが明らかになった。
また、先の表 4-5 に示したように、これらの放射性核種について 50 年間の積算実効線量を評価したところ、Cs-137 が全体の 96％を占め、Cs-134 が 4％、その他の核種の寄与は 1％以下であった。ちなみにプルトニウム及びストロンチウムに関しては、今回観測された最大濃度を想定してみても、50 年間の積算線量は Cs-137 の 1％以下であり、放射性セシウムに比べて、経口摂取による内部被ばくを無視すると、大きな問題にならない程度であることが確認された。
4.7.2 チェルノブイリ原発事故による放射性物質の影響との比較(1) 福島第一原発事故に伴う大気中への放射性物質の放出量に関する考察
放射性物質が、大量かつ広範囲に放出された過去の事例として、チェルノブイリ原発事故がある。本調査では放射能濃度のみ測定しているが、事故の影響範囲の比較のため、IAEA 及び UNSCEARの報告書に記されているチェルノブイリ原発事故時の大気中への I-131 及び Cs-137 の放出量と原子力安全委員会及び原子力安全・保安院が発表している福島第一原発からの両核種の推定放出量について比較した。その結果、表 4-6 のように、福島第一原発事故による放出量は、
・I-131 では 1.3×1017 (Bq)または 1.5×1017 (Bq)・Cs-137 では 1.1×1016 (Bq)または 1.2×1016 (Bq)となっており、
チェルノブイリ原発事故における UNSCEAR 及び IAEA の報告書に示されている数値
I-131：1.8×1018(Bq)、Cs-137：8.5×1016(Bq)と比較すると、I-131 は概ね 1/11、もしくは 1/14、Cs-137 は 1/6、1/8 程度であったと推定されている。
(2) 土壌に沈着した放射能濃度に関する考察
IAEA 及び UNSCEAR によるチェルノブイリ原発事故の報告書においては、チェルノブイリ原発周辺における I-131 の土壌への沈着状況を示す詳細なマップが掲載されていないため、本調査の測定結果と比較できないが、Cs-137 の放射能濃度については、図 4-30 のように、チェルノブイリ
原発の周辺の旧ソ連 3 カ国（ロシア連邦、ベラルーシ共和国、ウクライナ）やヨーロッパ全域について、事故発生後から 3 年 8 ヶ月後における沈着量を沈着量の範囲ごとに四つに区切って表示された土壌濃度マップが公開されている。
その他、Sr-90 及び Pu-239+240 についても、Cs-137 と比較して対象地域は狭い範囲であるが、
図 4-30(c)及び(d)のように土壌濃度マップが公開されている。
そこで、公開されているチェルノブイリ原発の周辺地域の土壌濃度マップと本調査で測定された放射性核種ごとの放射能濃度の分布状況を比較した。
1）セシウム 137 の沈着状況に関する考察
1-90

Cs-137 の放射能濃度については、チェルノブイリ原発事故では図 4-30(a)に見られるように、
Cs-137 の沈着量が 1,480kBq/m2 を超える範囲（朱色の部分）が、チェルノブイリ原発から 30km
圏内の他、チェルノブイリ原発から 250km 程度離れた地域でも確認されている。
他方で、本調査における当該範囲の放射能濃度は、福島第一原発周辺の 34 箇所で確認されており、福島第一原発から最も遠い箇所は、福島第一原発から 32.5km 程度離れた箇所(浪江町)であった。
また、チェルノブイリ原発事故では図 4-30(b)に見られるように、Cs-137 の沈着量が 40kBq/m2を超える範囲（濃いオレンジ色の部分）がチェルノブイリ原発から 1,700km 程度離れたノルウェ
ーでも確認されているが、平成 23 年 11 月 5 日の放射能濃度に換算した東日本全域における航空機モニタリングの測定結果（図 4-31）においては、40 kBq/m2 より多少低い放射性セシウムの沈
着量が 30kBq/m2 を超える範囲（灰色の部分）が福島第一原発から 250km 程度の圏内にしか確認されていない。
以上から、Cs-137 の沈着状況についてチェルノブイリ原発事故と本事故を比較したところ、発電所近傍における Cs-137 の放射能濃度はチェルノブイリ原発事故と比べて小さいとは言い切れないものの、チェルノブイリ原発事故による環境中への放出及び影響範囲は、福島第一原発事故の影響範囲に比べてはるかに大きいことが確認された。
なお、図 4-31 の航空機モニタリングの測定結果から、チェルノブイリ原発事故後にマップ化した 40kBq/m2 とほぼ近い値となる 30kBq/m2 以上の沈着量を示す地域が、群馬県、栃木県、茨城県、千葉県等でも航空機モニタリングより確認されている。そこで、今後、このような地域についても詳細な放射性物質の影響を確認するため、土壌に沈着した放射性セシウムの放射能濃度の測定及び空間線量率の測定を実施することが必要となる。
2）ストロンチウム 90、プルトニウム 239+240 の沈着状況に関する考察
本調査の結果、Sr-90 の沈着量の最大値（5.7kBq/m2）は、福島第一原発から 4.9km と発電所近傍で確認された。また、Pu-239+240 の放射能濃度の最大値（15Bq/m2）は福島第一原発から 18km
で確認された。
他方で、チェルノブイリ原発事故時においては、図 4-30(c)及び(d)に見られるように、Sr-90の放射能濃度が 111kBq/m2 を超える地域、Pu-239+240 の放射能濃度が 3.7kBq/m2 超えている地域
は発電所から 30km 境界付近でも確認されている。
以上から、福島第一原発の事故による Sr-90、Pu-239+240 の環境中への放出及び影響について
は、チェルノブイリ原発事故と比較して限定的であったと考えられる。

1-91

表 4-6 福島第一原発事故とチェルノブイリ原発事故における I-131 及び Cs-137 の大気放出量
放射性核種

福島第一原発の事故での推定放出量(Bq)

チェルノブイリ原発事

原子力安全・保安院*1

故での放出量原子力安全委員会*2

(Bq)
I-131

1.6×1017

1.3×1017

1.8×1018

Cs-137

1.5×1016

1.1×1016

8.5×1016*1：東京電力株式会社福島第一原子力発電所事故に係る 1 号機、2 号機、3 号機の炉心の状態に関する評価について（平成 23 年 6 月 6 日（平成 23 年 10 月 20 日一部修正）*2：原子力安全委員会発表（平成 23 年 8 月 24 日）

1-92

（a)チェルノブイリ事故に伴う、ロシア連邦、ベラルーシ共和国、ウクライナのセシ
ウム137の沈着状況（1989年12月換算）（b)チェルノブイリ事故に伴うヨーロッパ全域におけるセシウム137の沈着状況（1989年12月換算）図 4-30 IAEA の作成したチェルノブイリ原発事故の影響による放射性核種の土壌濃度マップ（事故発生後 3 年 8 ヶ月後の土壌濃度マップ）（その 1）[ATLAS of caesium deposition on Europe after the Chernobyl accident. EUR 16733]

1-93

(c)

(d) チェルノブリ原発周辺のチェルノブリ原発周辺のプルトニウム 239＋240 の沈着状況

ストロンチウム 90 の沈着状況

図 4-30 IAEA の作成したチェルノブイリ原発事故の影響による放射性核種の土壌濃度マップ（事故発生後 3 年 8 ヶ月後の土壌濃度マップ）（その 2）[The International Chernobyl Project. Assessment of radiological consequences and evaluation of protective
measures.Technical Report. IAEA, Vienna (1991).]1-94

図 4-31 東日本全域における航空機モニタリングの測定結果（地表面に沈着したセシウム 137 の放射能濃度）について（11 月 5 日換算）

1-95

4.7.3 将来的な影響
土壌濃度マップの作成において、物理的な減衰を考慮し、放射能濃度の換算の基準日とした平成 23 年 6 月 14 日時点では、放射性セシウムの Cs-134 と Cs-137 の放射能濃度の比率はほぼ等しかった。また、4.7.1 で前述したように、この時点における土壌に沈着した放射性核種ごとの空間線量率への寄与は、Cs-134 が 7 割、Cs-137 が 3 割程度であることが確認されている。
そ こ で 、 今 後 の Cs-134 と Cs-137 の 物 理 的 減 衰 に 着 目 し 、 両 核 種 の 物 理 的 半 減 期 、IAEA-TECDOC-1162 に定められた空間線量率（周辺線量当量率）への換算係数より、将来の放射性物質の影響について試算することとした。
その結果、
平成 23 年 6 月 14 日時点で Cs-134 と Cs-137 の放射能濃度が等しいと仮定した場合、
図 4-32 に示すとおり、
放射能濃度と空間線量率の減衰傾向は、若干異なると予想される。
例えば、
平成 23 年 6 月中旬時点の値の半減値となるのは、空間線量率では 3～4 年後、放射能濃度では約6 年後となる。
なお、図 4-32 に示す傾向は、風雨等の自然現象あるいは除染による放射性物質の沈着状況の変化による効果を含んでいない。
除染活動に伴う放射線量の減少は、モニタリングによる除染効果の調査等で確認できるが、自然現象に伴う放射性核種の移行については、今後、福島第一原発事故の影響を受けた地域での実地調査、研究により解明していく必要がある。

6月14日時点の数値に対する比1

0 .1
C s-134の 土 壌 濃 度
C s-137の 土 壌 濃 度
放 射 性 セ シ ウ ム *の 土 壌 濃 度
放 射 性 セ シ ウ ム に よ る 空 間 線 量 率0

1 8 255

3 615 00

5 417 55

7 320 00

9 122 55

1 0 39 50 0

経 過 年 数 （1年 を 365日 と し て 計 算 ）

図 4-32 放射性セシウムによる放射能濃度、空間線量率の将来予測（*:グラフ中の放射性セシウムは、起算日の段階でセシウム 134 とセシウム 137の放射能濃度の数値が等しいと仮定）

1-96

５. 放射線量等分布マップ拡大サイトの公開と放射線量等データベースの構築
5.1 データ公開の基本的考え方
福島第一原発から放出された放射性物質による各調査箇所における空間線量率、放射性核種の沈着状況等の影響を詳細に確認できるようにすることを目的として、作成した放射線量等分布マ
ップ及び走行サーベイマップ並びに、文部科学省が実施している様々なモニタリングの結果を広く公開することとした。
公開データの利用者は、空間線量率、放射性核種の放射能濃度等の状況を定性的に把握したい
多くの一般的な利用者、及び数値データを用いて放射性物質の影響の解析、予測等を実施したい
研究者の二つに分類されると推定される。
そこで、空間線量率、放射性核種の放射能濃度等を文部科学省の HP や放射線量等分布マップ拡大サイトで公開すると同時に、数値データをデータベースから利用可能な状態で公開することにより、いずれの利用者のニーズにも対応できるよう、データベースの構築を検討した。

5.2 放射線量等分布マップ拡大サイトの公開
5.2.1 放射線量等分布マップ拡大サイトのシステム構成

放射線量等分布マップ拡大サイトは、福島第一原発から放出された放射性物質の影響を詳細に確認することを目的として、計測・分析データをマップ化した結果を提供するものである。そのため、放射性物質の影響を詳細に確認することを可能とするため、空間線量率や放射能濃度の分布状況を自在に拡大して表示できるマップ拡大表示機能を提供している。
また、本サイトは、図 5-1 に示すように、背景地図データを提供する背景地図サーバ、放射性物質の影響を提供する放射線量等分布マップサーバ、及び両者の情報の重ね合わせに必要なマッ
プ作成情報を提供する重ね合わせサーバという三つのサーバにより構成されている。これらのサーバが連携して処理することにより、マップ拡大表示機能を実現している。
5.2.2 公開に向けた検討
公開時には本サイトに対する高い関心が予想されたことから、公開に先駆けて負荷テストを実施した。負荷テストの内容は、日本地図センターサイト、原子力機構柏サイト、原子力機構東海
サイト、マップサイト運用担当業者サイトの四つのサイトからマップサイトに対し、サーバに負荷をかけるツールである Siege を用いて一斉にアクセスを行うこととした。
負荷テストでは、1 日に最大 50,000 人のアクセスが発生することを想定し、20 分間にわたり、四つのサイトから一斉にアクセス負荷をかけた。その結果、地図と分布マップの重ね合わせ処理を行う重ね合わせサーバの負荷過多により 20％程度のアクセスにおいて接続が切れる障害が発生することが判明した。
そこで、本課題を解決するために、これまで動的に実施していた背景地図と放射線量等分布マ
ップの重ね合わせ処理をやめ、事前に重ね合わせ処理を行っておくことで、重ね合わせサーバの負荷を軽減することとした。同時に、マップ拡大表示機能だけではなく、マップを PDF ファイル化し、ダウンロード可能とする PDF ダウンロード機能も提供することで、マップ拡大表示機能に
1-97

対する負荷の分散を試みた。
その結果、前回と同様に四つのサイトから本サイトに対して一斉にアクセスを行う負荷テストを実施し、1 日に最大 100,000 人のアクセスが発生することを想定して 20 分間のアクセス負荷を実施したところ、表 5-1 にあるように、エラーの発生は、わずか 0.0001％に抑えられ、事前に重ね合わせ処理を行っておくという対策の有効性を確認できた。また、PDF ファイルをダウンロードする際に発生する通信トラフィックの検証も実施し、1 日最大 10 万件のダウンロードが発生してもネットワーク的に問題ないことを確認した。
5.2.3 公開状況と考察
本サイトは平成 23 年 10 月 18 日に公開した (図 5-2 参照) 。
（http://ramap.jaea.go.jp/map/）
公開後 10 日間で 30 万人を超えるアクセスがあり、サーバに対する総リクエスト数は 1 億 1 千万を超えたが、サイトは問題なく稼働した。なお、最もアクセスが集中したのは公開後 3 日目（平成 23 年 10 月 20 日）であり、98,644 人のアクセスが記録された。10 日間の利用者の内訳は、拡大サイト利用者が約 22 万人、PDF ダウンロードサイト利用者が約 11 万人で、1/3 の利用者が PDFのダウンロードを行っていることが確認された。アクセスログ詳細を解析したところ、当初想定された PC からのアクセスだけではなく、スマートフォンやスマートパッド等、多様なメディアからのアクセスが記録されており、これらのメディアから PDF をダウンロードし、結果を表示して分布状況を確認したことが推定される。

図 5-1 放射線量等分布マップ拡大サイトシステム構成
表 5-1 負荷テスト実施結果
総リクエスト数

成功数

失敗数

改修前テスト417,259

330,165

87,094

改修後テスト739,331739,3301

1-98

(a) 放射線量等分布マップ拡大サイト（トップページ）(b) 放射線量等分布マップ拡大サイト PDF 版（トップページ）
図 5-2 放射線量等分布マップ拡大サイトについて（その１）1-99

(c) 放射線量等分布マップ拡大サイトの測定結果の重ね合わせ機能（第 3 次航空機モニタリングの測定結果及び本調査の測定結果（土壌採取箇所での空間線量率の測定結果、走行サーベイの測定結果）を重ね合わせている）

拡大版

拡大版

図 5-2 放射線量等分布マップ拡大サイトについて（その２）1-100

5.3 データベースの構築
5.3.1 データベースの設計方針
本データベースに格納される測定結果は、放射性物質の分布状況の把握や今後の除染活動計画
等にとって重要であるばかりでなく、社会的にも大きな影響を与えうるものである。
したがって、
データ公開に先駆けて、限られたメンバーによる測定結果等の精査が必要であり、公開前のデータが漏洩することがあってはならない。一方、公開後は広く一般にデータを利用可能にすべきであるが、その際にもデータが改竄されたり、遺失したりするようなことがあってはならない。
そこで、図 5-3 に示すように、これらの要求を満足するために、事業参画機関や自治体等が公開前のデータを確認、検証するためのアクセス制限付きデータベース、及び広く一般にデータを配信する一般公開データベースの 2 種類のデータベースを開発した。
アクセス制限付きデータベースは、電子認証技術を用いることにより、公開前のデータの漏洩を防ぎつつ、十分に入力する測定結果を確認できるようなシステムとした。電子認証技術は、公開鍵暗号化方式を利用したセキュリティ基盤を基にした方式により、電子商取引などに用いられているほか、指紋、虹彩など生体情報を利用した方式があるが、本データベースへのアクセス制
限に際しては、セキュリティ技術に不慣れな者がアクセス主体となることから、利用が容易である Secure ID 認証トークンによるワンタイムパスワード発行方式を採用することとした。
一方、公開データベースにおいては、広く一般に情報を公開する必要があることから認証機構
は特に設けない代わりに、データの改竄、遺失を防ぐため、データベース本体に直接アクセスさせないよう、公開データをデータベースから切り出してファイルとして格納しておき、ファイル
をダウンロードすることによりデータを取得する方式を採用した。
5.3.2 格納データの設計
データベースに格納されるデータの設計においては、 (1) 走行サーベイによる連続的な空間
線量率の測定結果及びその付帯情報、(2) 土壌試料採取箇所における空間線量率の測定結果及びその付帯情報、(3) 土壌試料の核種分析結果及びその付帯情報、(4) 河川、井戸水等の試料の核種分析結果及びその付帯情報の 4 種類のデータを対象として作業を実施した。
設計にあたっては、今後も種々の測定・分析データが格納されることが予想されるため、デー
タベースの拡張性を重視して設計を行った。格納されるデータは、空間線量率、放射能濃度の測定結果及びその両者に共通する日時/座標データを基本データとして定義し、
上記 4 種類のデータ
を基本データに関連付けられた派生データとして定義した。このような方針で測定・分析データを設計することにより、今後、例えば航空機モニタリングによる空間線量率の測定結果等を登録する際にも、他のデータに影響を及ぼすことなく比較的容易に設計が可能となるばかりでなく、
空間線量率や放射能濃度に関するデータ形式が共通化されるため、異なる手段による測定結果の比較が容易になる。
5.3.3 アクセス制限付きデータベースの構築
アクセス制限付きデータベースでは、5.3.1 で前述した Secure ID を用いた認証機構を活用して公開前データの漏洩や遺失を防止する一方、図 5-4 に示すように、ウェブブラウザを用いて放1-101

射線量等測定・分析結果データベースに格納されている詳細なデータを検索する機能、検索結果を表示する機能、及びそれらをダウンロードする機能を提供することとした。
検索機能においては、ユーザが使用しやすい総合検索画面を設計し、8 種類のカテゴリに分類した詳細な検索条件（福島第一原発からの距離指定、対象地域の指定、測定結果の範囲指定等）
を基に、容易に検索できるようにした。
検索結果の表示においては、本調査の測定結果等の情報量に加え、入力するデータ項目自体が膨大になるため、収集されたデータの実装に際しては、利用者が必要に応じて表示するデータ項
目を制御できる表示項目設定機能を実装した。
検索結果のダウンロードにおいては、データ圧縮などネットワークを介して結果を転送する処理に適したファイル形式である PDF フォーマット、及びプログラムを用いたデータ解析に適したファイル形式である CSV フォーマットの２種類の形式のファイルを自動生成し、ダウンロード可能とする機能を実現した。
5.3.4 一般公開用データベースの構築
一般公開用 Web システムは、アクセス制限付きデータベースを用いて精査されたデータを広く一般に公開するためのデータベースと位置付け、図 5-5 に示すように、ブラウザを用いて本デー
タベースにアクセスすることにより、特にアクセス制限を課すことなく自由にデータの閲覧、ダウンロードを可能とする機能を提供した。
また、本データベースは、放射性物質の分布状況等の解析のためにデータをダウンロードすることが主たる利用形態の一つであると想定されることから、プログラムを用いたデータ解析に適したファイル形式である CSV フォーマットに加え、複雑なデータが柔軟に解析可能であることか
ら最近のデータ処理において主流となりつつある XML フォーマットのファイルも作成し、目的に応じて、それらをダウンロード可能とする機能を実現した。

図 5-3

データベースシステム構成

1-102

図 5-4

放射線量等データベース（アクセス制限付きデータベース）における総合検索画面

1-103

図 5-5

放射線量等データベース（一般公開用データベース）におけるデータ表示例

1-104

６. まとめ
文部科学省は、平成 23 年度 科学技術戦略推進費によるプロジェクト「放射性物質による環境影響への対策基盤の確立」の一環として、福島第一原発事故の影響を確認するため、地表面から1m の高さの空間線量率マップ、及び土壌に沈着した放射性核種ごとの放射能濃度の分布状況を示した土壌濃度マップを作成することとした。本マップは、文部科学省からの委託により、原子力機構を中心に多くの大学や研究機関の協力のもと調査された結果を基に、文部科学省に設置した「放射線量等分布マップの作成等に係る検討会」の委員による妥当性確認を経た上で作成された。
本調査は、福島第一原発事故により相当量の放射性物質が大気中に放出されことに伴い、本事故による被ばく線量の評価、環境への影響評価、避難した住民の帰還の判断、除染の判断等に用いる信頼性の高い基礎データを早急に取得することを目的に実施した。
そのため、統一した信頼性のある試料採取方法、測定方法、分析方法を定めた上で、福島第一原発の周辺における詳細かつ広域の調査を行うこととした。また、事故初期の被ばくにおいて重要な核種であるが、短半減期のため測定が困難になることが予想された I-131 を検出すること、
また、梅雨の降雨に伴い、地表面からの放射性物質の流出が起きる前の初期状態を把握することを目的として、平成 23 年 6 月 4 日～７月 8 日と短期間で調査を実施した。
調査対象範囲は、それまでに実施していた航空機モニタリングやその他の環境モニタリングの結果を参考にして、福島第一原発から 80km 圏内を 2km メッシュに、80〜100km の範囲 及びその範囲外の福島県内を 10km メッシュに分割し、各メッシュ内で調査箇所を 1 箇所定め、それぞれの箇所で原則 5 個の土壌試料を採取するとともに、同箇所で地表面から 1m の高さの空間線量率の測定を行った。
調査にあたっては、大阪大学及び筑波大学が中心となり現地調査の基盤整備を行ったこと、及び大阪大学の呼びかけにより、全国から 94 の大学等の研究機関から 409 名の調査参加者が集まったことが調査実施の原動力となった。
その結果、本調査では、福島第一原発から 100km 圏内及びその圏外の福島県において、約 2,200
箇所約 11,000 個の土壌試料を採取することができた。
採取した土壌試料は、日本分析センター、東京大学他、全 21 機関において、Ge 半導体検出器を用いて、ガンマ線放出核種の核種分析が行われた。日本分析センター以外の分析機関における測定に関しては、東京大学が試料の分配から測定結果の取りまとめまで一貫して統括するとともに、核種分析の統計的考察を担当した。この分析結果を基に Cs-134、Cs-137、I-131、Te-129m、
Ag-110m の五つのガンマ線放出核種の沈着量（単位面積当たりの放射能量）をプロットした土壌濃度マップを完成した。放射性セシウムに関しては全ての調査箇所で統計的に有意なデータが得られたが、その他の核種については統計的に有意なデータが得られないケースが存在したため、一定の整理のもと、放射性核種が検出されたと判断された箇所について最も確からしい放射能濃度を求めてマップ化することとした。
いずれの核種についても、
福島第一原発から北西方向に高い放射能濃度の沈着が認められたが、郡山盆地周辺の地域にも相対的に高い放射能濃度の地域が存在した。Cs-134、Cs-137 の放射能濃度の比率はどの箇所においてもほぼ一定であり、両核種の挙動が同様であることを示す結果が得
1-105

られている。
一方、その他の放射性核種の放射性セシウムに対する放射能濃度の比率はそれぞれ特徴があり、放射性核種による挙動の違い、沈着の経緯の違い等を示唆する結果となっている。I-131 とTe-129m は福島第一原発から南の方向の沿岸地域において、放射性セシウムに対する放射能濃度の比率が高い地域が存在するが、Te-129m については、南方向沿岸地域内に比率の高い地域と低い地域が存在することが分かった。また、Ag-110m については、南方向に加えて北方向においても放射性セシウムに対する放射能濃度比率の高い地域があるように見受けられる。
このように、放射性セシウムの放射能濃度に対する各核種の沈着量の比率の分布状況が核種ごとに異なる理由としては、土壌への放射性核種の沈着の経緯が地域ごとに異なることを示唆するものである。福島第一原発からの放射性物質の放出イベントは複数回あったと考えられており、また、放出された放射性プルームが放出時期により方向を変えて複雑に流れたことが大気拡散計
算等により推測されている。本調査で得られた、広域にわたる複数の放射性核種の沈着量の分布
状況の結果は、今後、放射性プルームの挙動や土壌への放射性物質の沈着の経路を解明するための重要な基礎データとなることが期待される。
その他、約 2,200 箇所の調査箇所のうち、100 箇所について、ベータ線放出核種である Sr-89、
Sr-90、及びアルファ線放出核種である Pu-238、Pu-239+240 の核種分析を実施した。その結果、事故前で観測された Pu-238 の Pu-239+240 に対する放射能濃度の比率の違いや半減期が短い
Sr-89 が検出されたことから、明らかに福島第一原発事故に起因すると考えられる測定値が、本調査範囲で確認された。しかし、その測定結果は大きなものではなく、プルトニウムに関しては、
事故前に観測された大気圏内核実験によるフォールアウトの Pu238、239+240 の放射能濃度に比べても小さく、また、Sr-90 の Cs-137 に対する比率も平均で 1/300 以下と大きな値ではなかった。
また、IAEA の技術報告書 IAEA-TECDOC-1162 に示された線量換算係数を用いて、検出された放射性核種が今後 50 年に与える外部被ばく線量と再浮遊による吸入による内部被ばく線量を評価した。その結果、Cs-137 が被ばく評価において最も影響が大きく、続いて Cs-134 が影響が大きいものの、その他の放射性核種による被ばく線量は、放射性セシウムに比べて十分に小さいと評価された。また、現在の空間線量率への各核種の寄与について 50 地点程度をランダムに選んで評価した結果、
6 月 14 日現在で Cs-134 による線量が平均で約 70％、
Cs-137 による線量が約 30％で、その他の核種による線量は 1％以下であることが分かった。以上の結果から、今後の線量評価、除染活動等は放射性セシウムを対象に行うことが重要であることが確認された。
空間線量率に関しては、
土壌試料を採取した全ての箇所で測定した地表面から 1m の高さの空間線量率、ならびに、走行サーベイによる広域線量率分布の２種類のマップを作成した。双方とも、
基本的に NaI サーベイメータを使用したが、前者に関しては 30μSv/h 以上の高線量率地域では電離箱式サーベイメータを用いた。いずれの検出器に関しても校正が適切に行われていることを確認するとともに、調査の直前にメーカーによる機器のチェックを行い、信頼性の高い測定値が得られることを確認してから測定を実施した。
走行サーベイに関しては、
乗用車内で測定された空間線量率データを車外の地表面から 1m の高さにおける空間線量率の測定値に換算するために、空間線量率の異なる理想的な地点で測定された校正定数を使用した。また、道路上の測定結果が周辺地域の空間線量率の分布状況をどの程度
1-106反映しているか、福島県が実施した校庭の空間線量率との比較・検討を行い、走行サーベイにより空間線量率の測定結果が周囲の空間線量率を反映していることが確認された。
得られた 2 種類の空間線量率マップは、
セシウムの土壌濃度マップと同様の分布傾向を示した。
地表面から 1m の高さの空間線量率の測定結果は平均 2km 程度の間隔で、また、走行サーベイデー
タは数 100m の間隔での詳細な空間線量率の分布状況に関する情報を取得できた。
これらのマップ
により、今回の事故による放射性物質の影響に関するいくつかの知見が得られた。福島第一原発に近い高い空間線量率の箇所においては、数 100 m 程度の近い距離においても空間線量率が急激に変化する場合があり、チェルノブイリ原発事故と同様に、空間線量率についても事故に伴う放射性物質に特有の分布状況を示していることが確認できた。
また、空間線量率の測定結果を三次元地図上に測定結果を重ねて観察することにより、地形と汚染状況の関係も明らかになった。福島第一原発から北西の山岳地帯においては、尾根を挟んで空間線量率が顕著に異なる部分があり、放射性プルームが山頂を迂回して流れた様子が確認できた。また、郡山盆地における空間線量率は、両側の山岳地帯に向かって海抜高度が高くなるにつれて低くなる傾向を示している。詳しくは今後の解析が必要であるが、この結果は放射性プルームが盆地内の比較的低い高度を通過したか、あるいは盆地内でのみ強い降雨があった可能性を示
唆するものである。
本事故とチェルノブイリ原発事故による放射性物質の影響を比較するため、公開されている情報を基に、Cs-137 の沈着量についてチェルノブイリ原発事故と本事故を比較したところ、発電所近傍における Cs-137 の放射能濃度はチェルノブイリ原発事故と比べて小さいとは言い切れない
ものの、チェルノブイリ原発事故による環境中への放出及び影響範囲は、福島第一原発事故の影
響範囲に比べてはるかに大きいこと（約 7～8 倍）が確認された。また、Sr-90 と Pu-239+240 に関しても、チェルノブイリ原発事故に比べて、沈着量が明らかに小さいことが確認された。なお、
チェルノブイリ原発事故では、I-131、Te-129m 及び Ag-110m に関する詳細な土壌濃度マップが公開されていないため、比較できなかった。
本調査においては、福島第一原発から 100km 及びその圏外の福島県の信頼性の高い空間線量率
ならびに土壌濃度マップを作成することができた。これらは、福島第一原発事故による被ばく線
量の評価、環境影響の評価、住民の帰還の判断、除染の判断等を行うための基礎的なデータの一つとして、有用に使用されていくことが期待される。チェルノブイリ原発事故においても同様に
詳細な土壌濃度マップが公表されたが、公表は事故から５年経過した 1991 年であったこと、チェ
ルノブイリ原発事故において公開された I-131 の土壌濃度マップは、放射性セシウムとの比率等から推定したと考えられる間接的なマップであること、及び Te-129m や Ag-110m の土壌濃度マップはチェルノブイリ原発事故では公表されていないこと等を考えると、本調査では、事故の影響を把握するために必要な情報を全て得られたわけではないものの、短期間の限られた時間のなかで相当量の情報を得ることができたと評価される。
その後の航空機モニタリングの結果から、本調査で調査対象とした地域の外側でも、栃木県北部、群馬県北部あるいは千葉県北部等、相当量の放射性セシウムが沈着したと考えられる地域が存在することが明らかになっており、今後、これらの地域を対象とした同様の詳細調査を行うことが必要である。また、将来被ばく線量に寄与する主要な放射性核種は放射性セシウムであり、
1-107長期的には Cs-137 に注目することが重要である。従って、放射性セシウムの地中への移行あるいは水や空気を通した他地域への移行について詳細に調べることが必要である。福島県及びその周辺地域には森林地帯が多く存在し、ここに多量の放射性セシウムが蓄積されていると考えられる。
今後、森林から居住環境をはじめとする様々な環境間の放射性セシウムの移行の状況を明らかにすることが重要である。
今後、自然環境中における放射性核種の移行に加えて、多くの地域で除染活動が行われること
により、各箇所の放射性物質の影響は変化していくことが予想される。本調査の主な目的は、撹
乱のない土壌等において土壌濃度マップと空間線量率マップを作成することであり、このような場所について、今後の自然環境中における放射性核種の移行（沈着量の経時変化）状況を確認するためには、今後も継続的に調査することが必要である。一方、除染活動やウェザリング等に伴う居住環境の空間線量率の低減を的確に追うことも被ばく線量評価や影響評価の観点から重要であり、このような情報を得る活動も進めて行く必要がある。

1-108

参考文献
IAEA 閣僚会議報告書（平成 23 年 6 月 7 日）
原子力安全委員会発表（平成 23 年 4 月 12 日）
IAEA: Generic assessment procedures for determining protective actions during a reactor
accident. IAEA-TECDOC-955 (1997).
IAEA: Generic procedures for assessment and response during a radiological emergency.
IAEA-TECHDOC-1162 (2000).
K.Saito, N. Petoussi-Henss, M. Zankl : Calculation of the effective dose and its variationfrom environmental gamma ray sources. Health Physics, 74, 698-706 (1998).
De Cort, M., G. Dubois, Sh.D. Fridman et al. Atlas of caesium deposition on Europe after
the Chernobyl accident. EUR 16733 (1998).
International Advisory Committee. The International Chernobyl Project. Assessment ofradiological consequences and evaluation of protective measures.Technical Report. IAEA,
Vienna (1991).

1-109

謝辞
本調査は、本報告書に掲載のない方々も含めて非常に多くの組織及び協力者の尽力により完成したものです。調査の準備、実施、放射線量等分布マップの作成、公表、及びデータベースの作
成に至るまで、限られた時間の中で、多くの大学等の研究機関や財団法人、民間企業、地方自治体、東京電力株式会社ほか電力事業者等からの多くの協力者による有形無形の協力により本調査を完遂することができました。ご協力いただいた全ての方に対し、ここに深く感謝の意を表しま
す。

1-110

参考１
検討会の経緯文部科学省は、「環境モニタリング強化計画」（平成 23 年 4 月 22 日 原子力災害対策本部）
及び「原子力被災者への対応に関する当面の取組方針」（平成 23 年 5 月 17 日

原子力災害対策本部）に基づき、事故状況の全体像の把握や区域等の解除に資する放射線量等分布マップを作成するため、以下の構成委員からなる「放射線量等分布マップの作成等に係る検討会」を設置し、調査内容について適宜確認し、報告書を取りまとめた。また、調査の進捗にあたっては、構成委員のほか以下に示す検討会外の有識者からも広く意見を求めた。
当検討会は、平成 23 年 5 月 26 日に第１回会合を開催して以降、報告書の取りまとめまで合計で 15 回開催され、平成 24 年 1 月 24 日の第 15 回検討会において、報告書の取りまとめにあたって最終の方向性を決定した。
＜構成委員＞
池内

嘉宏

財団法人

木村

秀樹

青森県

環境生活部

原子力安全対策課

副参事

小山

吉弘

福島県

生活環境部

原子力安全対策課

課長

斎藤

公明

独立行政法人

日本原子力研究開発機構

福島支援本部

上級研究主席

独立行政法人

日本原子力研究開発機構

柴田德思

日本分析センター

理事

J－PARC センター

客員研究員
下

道國

藤田保健衛生大学

客員教授

杉浦

紳之

近畿大学

原子力研究所

教授

髙橋

隆行

福島大学

副学長（研究担当）・附属図書館長

高橋

浩之

東京大学

原子力国際専攻

髙橋

知之

京都大学

原子炉実験所茅野

政道

独立行政法人教授
原子力基礎工学研究部門

日本原子力研究開発機構

原子力基礎工学研究部門

副部門長

長岡

鋭

財団法人

高輝度光科学研究センター

中村

尚司

東北大学

名誉教授

長谷部

亮

久松

俊一

財団法人

村松

康行

学習院大学

吉田

聡

独立行政法人

独立行政法人

准教授

農業環境技術研究所

環境科学技術研究所
理学部

化学科

安全管理室長
研究統括主幹

環境動態研究部部長

教授

放射線医学総合研究所

放射線防護研究センター

運営企画ユニット

ユニット長（敬称略、50 音順）

1-111

参考１
＜検討会外の有識者＞
石橋 一房
林 圭佐
津澤 正晴
牧野
竹村
百成
田中
高橋
北村
齊藤
谷畑
藤原
恩田
大塚

敏彦
和広
了一
圭
悠
清司
敬
勇夫
守
裕一
孝治

下浦
村松

淳
健

関

暁之

武宮

博

坂場
青木

成明
和弘

木内

伸幸

高橋

史明

佐藤

哲朗

中原

由紀夫

松田

規宏

三上

智

高田
谷山
内堀

祐介
一郎
幸夫

難波
遠藤

謙二
光義

株式会社 ヴィジブルインフォメーションセンター
株式会社 ヴィジブルインフォメーションセンター
財団法人 日本地図センター 地図研究所 理事 兼
地図研究所長 兼 研究第一部長
財団法人 日本地図センター ネットサービス部 主幹
財団法人 日本地図センター ネットサービス部 主査
財団法人 日本地図センター ネットサービス部 部長
財団法人 日本地図センター 研究員
財団法人 日本地図センター 研究員
財団法人 日本分析センター 精度管理室長
大阪大学 安全衛生管理部 核燃料物質管理室
大阪大学 核物理研究センター 教授
大阪大学 核物理研究センター 準教授
筑波大学 大学院生命環境科学研究科 生命共存科学専攻 教授
東京大学 大学院理学系研究科原子核科学研究センターセンター長 教授
東京大学 大学院理学系研究科原子核科学研究センター 教授
独立行政法人 日本原子力研究開発機構
システム計算科学センター センター長
独立行政法人 日本原子力研究開発機構
システム計算科学センター 高度計算機技術開発室
独立行政法人 日本原子力研究開発機構
システム計算科学センター 高度計算機技術開発室
独立行政法人 日本原子力研究開発機構 経営企画部 研究主幹
独立行政法人 日本原子力研究開発機構
地層処分研究開発部門 幌延深地層研究ユニット 研究主席
独立行政法人 日本原子力研究開発機構 福島支援本部
環境支援部 技術主幹
独立行政法人 日本原子力研究開発機構 福島支援本部
福島技術本部
福島環境安全センター
独立行政法人 日本原子力研究開発機構 福島支援本部
福島技術本部
独立行政法人 日本原子力研究開発機構 福島支援本部
福島技術本部
独立行政法人 日本原子力研究開発機構 福島支援本部
福島技術本部
独立行政法人 日本原子力研究開発機構 福島支援本部
福島技術本部
独立行政法人 農業環境インベントリーセンター 研究員
独立行政法人 農業環境技術研究所 研究統括主幹
独立行政法人 放射線医学総合研究所 研究基盤センター
研究基盤技術部 放射線計測技術開発課 課長
福山大学 共生システム理工学類 教授
福島県 生活環境部 原子力安全対策課（敬称略、順不同）

1-112

参考 2
放射線量等分布マップの作成等に係る検討会について

1．開催の目的「環境モニタリング強化計画」（平成 23 年 4 月 22 日 原子力災害対策本部）及び「原子力被災者への対応に関する当面の取組方針」（平成 23 年 5 月 17 日 原子力災害対策本部）に基づき、事故状況の全体像の把握や区域等の解除に向けて活用するため、放射線量等分布マップを作成する。
当該マップの作成にあたり、技術的検討を行うことを目的として「放射線量等分布マップの作成等に係る検討会」を開催する。

2．検討内容○ 放射性物質の分布状況を把握するための「線量測定マップ」作成に係る技術的事項○ 土壌表層中の放射性物質の蓄積状況を把握するための「土壌濃度マップ」作成に係る技
術的事項○ 農地土壌における放射性物質の蓄積状況を把握するための「農地土壌放射能濃度分布マップ」作成に係る技術的事項○ 地表面からの放射性物質の移行状況（河川、地下水等の水圏への移行、地表面等からの巻き上げ、土中への移行等）の確認に係る技術的事項

3．庶務
委員会の庶務は、科学技術・学術政策局原子力安全課において処理する。

1-113

参考 3

1-114

参考 3

1-115

参考 3

1-116

参考 3

1-117

参考 3

1-118

参考 3

1-119

参考 3

1-120

参考 3

1-121

参考 4

1-122

参考 4

1-123

参考 4

1-124

参考 4

1-125

参考 4

1-126

参考 4

1-127

参考 4

1-128

放射線量等分布マップ関連研究に関する報告書
（第２編）

文部科学省
原子力災害対策支援本部

第２編 -目次
１．目的 .......................................................................... 2-1
２．放射線量等分布マップ関連研究の実施内容 ........................................ 2-2
３．土壌狭域内における放射性物質の分布状況の確認 .................................. 2-3
3.1 本調査の目的 ............................................................... 2-3
3.2 調査方法 ................................................................... 2-3
3.2.1 試料採取及び土壌試料前処理 ............................................... 2-3
3.2.2

放射能測定及び土壌特性分析 ............................................. 2-7

3.2.3

選択的抽出法 ........................................................... 2-7

3.2.4

粘土鉱物測定 ........................................................... 2-8

3.3 調査結果 .................................................................... 2-9
3.3.1

2km 四方内での放射性セシウムの蓄積状況のばらつき ........................ 2-9

3.3.2 放射性セシウムの分布状況に影響を与える因子 ............................ 2-13
3.3.3 放射性セシウムの存在状態とその影響因子 ................................ 2-19
3.4 考察 ....................................................................... 2-22
４．土壌中深さ方向における放射性物質の放射能濃度の分布状況の確認 ..................... 2-25
4.1 ジオスライサーを用いた、土壌中深さ方向における放射性物質の放射能濃度分布状況の確認調
査 ............................................................................ 2-25

4.1.1

調査の目的 ............................................................ 2-25

4.1.2

実施概要 .............................................................. 2-25

4.1.3

調査地点 .............................................................. 2-26

4.1.4

調査方法 .............................................................. 2-31

4.1.5

調査結果 .............................................................. 2-35

4.1.6

本調査結果における課題 ................................................ 2-57

4.1.7

本調査のまとめ ........................................................ 2-59

4.2 鉄パイプ（円筒管）を用いた土壌中深さ方向における放射性物質の放射能濃度の分布状況の確認調査 ................................................................. 2-62
4.2.1

本調査の目的 .......................................................... 2-62

4.2.2

本調査の概要 .......................................................... 2-62

4.2.3

土壌コア試料の採取方法 ................................................ 2-64

4.2.4 深さ方向の放射性物質の放射能濃度の分布の測定法 ........................ 2-66
4.2.5 土壌深さ方向の放射性セシウムの計数率の測定結果 ........................ 2-74
4.2.6

今後について .......................................................... 2-78I

５. 河川中（河川水、河底土、及び浮遊砂）及び井戸水における ...................... 2-79
5.1 調査の目的 ................................................................ 2-79
5.2

本調査の実施概要 .......................................................... 2-79

5.2.1

試料の採取期間 ........................................................ 2-79

5.2.2

調査項目 .............................................................. 2-79

5.2.3

調査地点 .............................................................. 2-80

5.2.4

試料の採取方法 ........................................................ 2-825.2.5

本試料の核種分析等の方法 .............................................. 2-84

5.3

調査結果 .................................................................. 2-855.3.1

河川水の核種分析結果 .................................................. 2-85

5.3.2

河底土の核種分析結果 .................................................. 2-965.3.3

浮遊砂の核種分析結果 .................................................. 2-96

5.3.4 河底土の放射性セシウムの放射能濃度の粒度補正 ......................... 2-102
5.4 考察 ..................................................................... 2-106
5.4.1

全体的な考察 ......................................................... 2-106

5.4.2

本測定結果に関する考察 ............................................... 2-106

5.4.3 井戸水の放射能濃度の測定結果に対する考察 ............................. 2-107
5.4.4 河川水の放射能濃度の測定結果に対する考察 ............................. 2-108
5.4.5 河川水、河底土及び浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度と流域内の土壌の放射性セシウムの放射能濃度の関係.................................... 2-1085.4.6

河川水に含まれる放射性セシウムの放射能濃度と河底土及び浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度の関係........................................ 2-114

６．放射性物質の包括的移行状況調査 .............................................. 2-118
6.1

調査目的 ................................................................. 2-118

6.2

実施内容 ................................................................. 2-120

6.2.1

調査概要 ............................................................. 2-120

6.2.2

本調査の実施期間 ..................................................... 2-121

6.2.3

調査地点 ............................................................. 2-122

6.3 各調査の詳細 ............................................................. 2-128
6.3.1 森林、土壌等の自然環境中における放射性物質の移行状況調査 ............. 2-128
6.3.2

土壌水、河川水、湖沼、地下水等の水循環に伴う放射性物質の移行状況調査.. 2-165

6.3.3 大気-土壌-河川等の自然環境における放射性物質の動態解析 ............... 2-191
6.4 まとめ及び今後の課題 ..................................................... 2-209
７．まとめ ...................................................................... 2-211

II

１．目的
報告書第Ⅰ編で報告した放射線量等分布マップの作成においては、福島第一原発の周辺から100km 圏内及び 100km 圏外の福島県において、福島第一原発から 80km 圏内は 2 km メッシュに、その他の地域は 10km メッシュに分割し、それぞれのメッシュにおける調査箇所で空間線量率を測定するともに、土壌の採取・核種分析を実施し、単位面積あたりの放射能量を求めた。その後、
空間線量率の測定結果及び土壌の核種分析結果を空間線量率マップ、土壌濃度マップとして示した。
他方で、放射性核種の土壌中における分布は、2km メッシュ内でも土壌の性質等様々な要因により変化すると考えられる。チェルノブイリ原発事故による、土壌における放射性核種の分布状
況においても、空間線量率や土壌中の放射性核種の放射能濃度が、狭い地域において顕著に変化する様子が観察されている。
また、土壌や森林等に沈着した放射性核種は、地中に移行するとともに水や風等の動きに伴い、環境中を様々な形で移行すると考えられる。チェルノブイリ原発事故においても、自然環境中の異なる媒体を通して多様な移行が行われる可能性が示唆されている。
そこで、本調査では、放射線量等分布マップに関連する研究（以下、「放射線量等分布マップ関連研究」という。）として、以降で取り上げる、それぞれの重要な個別研究テーマについて調査研究を実施した。
本編では、以下の研究テーマに関する専門の研究者がまとめた研究結果を基に、文部科学省において編纂し、放射線量等分布マップの作成において得られた、放射性核種の地表面における分布状況と自然環境の関係性について報告書として取りまとめた。
・土壌狭域内における放射性物質の分布状況の確認とその要因の検討
・土壌の深さ方向また水平方向における放射性物質の分布状況の確認とその要因の検討
・河川中（河川水、河底土、及び浮遊砂）、及び井戸水における放射性物質の放射能濃度の変化
傾向の確認
・モデル地域における放射性物質の包括的な移行状況の確認

2-1

２．放射線量等分布マップ関連研究の実施内容
本研究では、土壌表面及び地中における放射性物質の分布状況、河川・井戸水等における放射性物質の分布状況、放射性物質の土壌浸食、水循環、大気への飛散による移行状況、森林内外での放射性物質の移行状況について詳細に確認するために、以下の研究を実施した。それぞれの研究内容は以下のとおりである。
土壌狭域内における放射性物質の分布状況を確認するため、2kmメッシュ内で複数の異なる条件の地点を選び、生態系による放射性セシウムの放射能濃度の違い、放射性セシウムの存在状態、土壌特性とセシウムの分布状態の関係、梅雨の前後の分布の違い等を明らかにする研究を実施した。
また、土壌深さ方向の放射性物質の分布状況を確認するため、二つの異なる手法を用いて土壌深さ方向の放射性物質の分状況の確認を行った。一つはジオスライサーと呼ばれる装置を用いて地面を幾層にも削り取りながら深度分布を明らかにする手法、もう一つは、30cmの鉄パイプを地中に打ち込み土壌を採取し、遮蔽体でコリメートして非破壊で放射性物質の深度分布を調べる方法である。それぞれの調査研究により、比較的事故発生初期の6月における、土壌深さ方向の放射性物質の分布状況について確認を行った。
さらに、福島県内における河川中（河川水、河底土及び浮遊砂）、及び井戸水における放射性物
質の放射能濃度の変化傾向を確認するため、6月から10月までの期間で2回試料を採取し、各調査箇所における放射性物質の放射能濃度の状況を確認するともに、調査期間内での変化傾向について確認を行った。
その他、福島県伊達郡川俣町をモデル地域として、当該地域における様々な自然環境による放射性物資の移行状況を包括的に調査するため、森林内における放射性核種の分布状況と移行状況の確認、土壌・森林に降下した放射性核種の大気中への飛散状況、土壌水、地下水及び渓流水等
への放射性核種の移行状況、水田からの放射性核種の移行状況、様々な土地利用区画からの土壌浸食による放射性核種の移行、河川から河口への放射性核種の移行状況等について調査を実施した。

2-2

３．土壌狭域内における放射性物質の分布状況の確認
永井晴康（日本原子力研究開発機構）
佐藤努（北海道大学）

長尾誠也（金沢大学）

3.1

本調査の目的

本調査と並行して、福島第一原発から 100km 圏内及び 100km 圏外の福島県の約 2,200 箇所で土壌の採取、核種分析が実施され、放射性セシウムの土壌濃度マップが作成され、広域における放射性セシウムの蓄積状況の把握がなされた。本マップの作成では、JIS 地域メッシュに基づいて、
福島第一原発から 80km 圏内の範囲において、ほぼ 2km 四方あたりに 1 調査地点が設けられた。
他方で、チェルノブイリ原発事故後の調査においては、土壌表面に沈着した放射性セシウムの蓄積状況は、生態系間の植生や土壌の質の違いにより異なることが確認されている。
そこで、本研究では、2km 四方内のある 1 地点の測定結果がもつ意義・位置付けを確認するため、福島市内のある 2km 四方区画内において、生態系の異なる場所の土壌を採取・分析すること
で、地表面における放射性物質の蓄積状況のばらつきを確認するとともに、そのばらつきに影響を及ぼしうる土壌の物理・化学的特性を把握し、蓄積状況との関連性を調査した。
調査内容は以下の 3 項目である。
① 2km 四方内の 15 地点において、放射性セシウムの蓄積状況の違いについて、土壌深度分布を考慮して調査し、地点間のばらつきを確認するとともに、土壌濃度マップで実施した 5cm 深さま
での土壌採取の妥当性を確認する。また、梅雨前後の放射性セシウムの蓄積状況の変化を確認する。
② 各土壌採取地点の土壌特性及び粘土鉱物の種類と量を調査し、放射性セシウムの分布状況に影響を与える因子を明らかにする。
③ 選択的抽出法により放射性セシウムの存在状態（移動性、生物利用性に関わる因子）を明らかにし、土壌特性及び粘土鉱物の種類と量との関連を見いだす。

3.2

調査方法

3.2.1 試料採取及び土壌試料前処理（1）土壌採取日：1 回目（梅雨前）平成 23 年 6 月 18 日〜6 月 20 日
2 回目（梅雨後）平成 23 年 7 月 19 日〜7 月 20 日及び
8 月 1 日〜8 月 2 日（2）調査地点及び試料採取方法
本調査は福島市南西部、福島第一原発からの直線距離が約 73km の 2km 四方区画内において実施した（区画番号：34N54）（図 3-1）。土地利用形態の異なる生態系（以下、「生態系」という。
）3群（農耕地、草地、森林）に着目し、農耕地 6 地点（畑 3 地点、水田 1 地点、果樹園 2 地点）、草地 4 地点（牧草地 3 地点、芝生１地点）、森林 5 地点（広葉樹優占 3 地点、針葉樹優占 2 地点）の
合計 15 地点を選出した。調査地点概要及び緯度経度を表 3-1 に示す。各地点において、梅雨前
2-3

と梅雨後の 2 回、土壌及び表層の植生（農耕地、草地）又はリター（森林：地表面の枯葉・枝等）を採取した。土壌は、表層の植生及びリターを取り除いた後、直径 9.5cm、深さ 25cm のコアサン
プラー（HS-25L、藤原製作所製）を使用して深さ 20cm までの土壌を採取した。コアサンプラーによる土壌採取では土壌の深部への引きずりが生じる可能性があるが、比較的大きな直径のコアサ
ンプラーを使用することで、採取土壌の縮みや引き摺り効果を低減できるように配慮した。また、この手法は、森林で見られる細根マット（細根がマット状に張りめぐった層）を含む表層土壌層
を、容易かつ最小限の擾乱で採取できるメリットを備えている。1 回目は各地点 6 本、2 回目は各地点 4 本～12 本のコアを採取した。表層の植生及びリターは 30cm×30cm（又は 50cm×50cm）の範囲を各地点 1 試料採取した。
また、放射性セシウムが集中する表層 5cm 層を一体と見なし、ここからの放射性セシウムの溶出性を知る試験として一括型水抽出試験を行った。この試験には、2 回目の採取時に調査全体 15地点の中から 9 地点（各生態系 3 地点ずつ）を選んで土壌コアを各 1 本採取した。
（3）試料処理（図 3-2）採取した土壌コアは凍結後、0～1、1～3、3～5、5～10、10～20cm に切断し、各層ごとに混合して風乾した後、2mm メッシュで篩った。1 回目試料については、放射能測定、土壌特性測定及び選択抽出用試料に分割し、2 回目の試料については、放射能測定と粘土鉱物測定試料に分割した。
また、上記土壌試料の一部を分取し、さらに細かい根を取り除いた後に粉砕し、炭素量測定試料とした。植生及びリターは、風乾した後に粉砕し、放射能測定を行った。
一括型水抽出試験においては、表層の 0～5cm を切断し、生のまま 2mm メッシュで篩った後、乾燥重量約 70g 相当の生試料をその 5 倍量の純水と混合した。一定温度下（5˚C）で振とう（約 200回）と静置を 1 日間かけて 10 回繰り返し、3,500rpm で 30 分の遠心分離及び 0.45μm のメンブラ
ンフィルターによるろ過で抽出水と土壌を分離した。放射性セシウムと有機物との結び付きやすさを調査する目的で、抽出水について放射能測定、溶存炭素量測定、溶存有機物特性試験を行った。

2-4

表 3-1 調査地点の詳細
調査地点

地点概要

緯度
（10 進法）経度（10 進法）

高度
（ｍ）

畑１

事故後に耕している。
まばらにソバが生えている。

37.71408333

140.3671417

224

1 回目採取時未耕地。2 回目までに耕した。 37.71488889

140.3665917

224

畑２

果樹園１

リンゴ。クローバーの下草が密集。

37.70891477

140.3735161

232

果樹園２

リンゴ。まばらに雑草が生えている。

37.71132778

140.3695833

229

畑３

事故後に耕している。ネギ等を栽培。
畝と畝の間で採取

37.71561389

140.3524167

249

事故後に耕している。1,2 回目とも湛水。 37.71573889

140.3523861

248

水田

草地１

牧草。事故後に刈り取りしている。

37.70479722

140.3645472

290

草地２

芝生。短く刈り込んでいる。

37.71268333

140.3629306

230

草地３

牧草。事故後に刈り取りしている。

37.70267222

140.3531028

301

草地４

牧草。事故後に刈り取りしている。

37.70630278

140.3598944

277

森林１

広葉樹多い。アカマツ、ナラ、シデ、
ケヤキ、ブナ等

37.71325

140.3607472

245

森林２

広葉樹多い。アカマツ、ナラ、シデ、
ケヤキ、ブナ等

37.71528333

140.3618306

257

森林３

針葉樹多い。ゴヨウマツ、クロマツ、ケヤキ等

37.70367756

140.3654105

308

森林４

針葉樹多い。モミ、スギ等

37.7026462

140.3651261

356

森林５

広葉樹多い。アカマツ、ナラ、シデ、
ケヤキ、ブナ等

37.70877047

140.3581309

256

2-5

図 1 調査を実施した 2ｋｍ四方区画の位置
図 3-1 調査を実施した 2km 四方区画の位置

図 3-2 試料処理方法
2-6

3.2.2 放射能測定及び土壌特性分析
以下に分析項目を示す。
・ 放射能測定：Ge 半導体検出器を使用したガンマ線スペクトロメトリー（文部科学省放射能測定法シリーズ No.7）。放射能の測定結果は全て平成 23 年 6 月 14 日時点の値になるように核種ごとの半減期を考慮して換算した。
・ 有機炭素量測定：有機炭素量測定装置（TOC-5000, SSM-5000A、島津製作所製）
・ 溶存有機物特性試験（高速液体クロマトグラフィー）・ 土壌粒子密度：「JIS A 1202」1)に基づいて実施
・ 間隙率：「JIS A 1225」2)に基づいて実施
・ 粒度分布：「JIS A 1204」3)に基づいて実施。粒径分布の測定後、粒径加積曲線か国際土壌科学
会の粒径区分に従い、下記のとおり各区分の割合を計算した。
Coarse Sand (2～0.2mm)、Fine Sand (0.2～0.02mm)、Silt (0.02～0.002mm)、Clay (<0.002mm)
・ pH（H2O）：「土壌標準分析・測定法」4)の第 12 章に基づいて実施。
・ 陽イオン交換容量 (CEC)：「土壌標準分析・測定法」4)の第 25 章に基づいて実施。
・ 交換性陽イオン (Ca2+、 Mg2+、 K+、 Na+)：「土壌標準分析・測定法」4)の第 26 章に基づいて実施。
3.2.3 選択的抽出法
土壌中の放射性セシウムの存在状態を知るために、2 段階の逐次選択抽出を行った。最も溶出性の高い存在状態である水抽出画分（第 1 段階：水溶態）と、作物の吸収と関連が深いとされる置換態として比較的多くの研究報告がある 1 M 酢酸アンモニウム溶液抽出画分（第 2 段階：置換態）を得て、それぞれについて放射能の定量を行った。試料は 3 群の生態系から各 2 地点を、未耕作で未攪乱であること等の特徴をもとに選択し、セシウムの蓄積の多い表層 0～1cm、1～3cm、3～5cm の 3 層を対象とした。抽出方法及び分析方法は次のとおりである。
①抽出方法
土壌の水抽出は、秤量した 2ｇの乾燥土壌を 50mL の遠心管に入れ、メスシリンダーで測った 20mLのミリ Q 水（高純度精製水）を注入し、キャップをした後に振とう器にセットした。振とう器は25˚C に設定し 760rpm で 2 時間振とうした。その後、3,000rpm で遠心分離により上澄み液を分離して測定用試料とした。抽出残渣の土壌試料には 20mL の 1 M 酢酸アンモニウム溶液（pH 7）を添加し、懸濁させた後に振とう器にセットし、上記と同じ条件で抽出実験を行った 5)。振とう後に3000rpm で遠心分離により上澄み液を分離した。土壌試料にはさらに 5mL のミリ Q 水を添加し、攪拌再懸濁させた後に遠心分離を行い、上澄み液を回収した。酢酸アンモニウム溶液の上澄み液と上記の 5mL のミリ Q 水を混合し放射性セシウムの放射能濃度測定用試料とした。各抽出実験は試料の土壌層ごとに 2 回行い、Cs-134 と Cs-137 放射能濃度と抽出割合はその平均値として表した。なお、各画分の抽出割合は、水抽出、酢酸アンモニウム抽出、及び残渣の測定値の合計を 100％として、それぞれの画分の割合を見積もった。

2-7

②分析方法
土壌試料は 2ｇを秤量し、ビニール袋に封入し放射能濃度の測定用試料とした。抽出に用いた
ミリ Q 水は金沢大学環日本海域環境研究センター低レベル放射能実験施設の Ge 半導体検出器により 1～2 日間計測した。酢酸アンモニウム溶液も同様に測定を行った。実験終了後、抽出に用いた土壌試料は風乾後に混合し、Ge 半導体検出器により測定した。土壌試料の測定に用いた標準試料
は NBS42-2U を、溶液の標準試料については IAEA 443 を用いた。
3.2.4 粘土鉱物測定
放射性セシウムは、特定の粘土鉱物と結びつき、その結果として移動性、生物利用性が多様に変化することが知られている。そこで、土壌表層に沈着した放射性セシウムの動態の多様性を考察するために、粘土鉱物の同定分析と存在量評価を行った。なお、乾燥土壌の全岩定性・定量分
析は不定方位法で、粘土画分の定性及び存在量評価はランダムオリエンテーション法により実施した。それぞれの分析は以下の方法で実施した。
①不定方位法乾燥土壌（0～1cm 層試料）をメノウ乳鉢で粉砕して定量分析に適した粒径（10μm 以下）に調整し、粉砕後の試料をガラスセルにマウントして XRD（X 線回折）分析に供した。測定で得られた
XRD プロファイルに対して、ハナワルト法（回折線の出現反射角度と強度の組をデータベースと参照して鉱物を同定する手法）にて定性分析を行い含有鉱物の同定を行った。測定で得られた XRD
プロファイルに対して、解析ソフト SIROQUANT を用いてリートベルト解析を行い、含有鉱物の定量分析を行った。二次元結晶である粘土鉱物に対するリートベルト法の適用は、粘土鉱物の定方位性を正当に評価する必要があり、一般的にはその定量的評価は難しいとされる。北海道大学では、数々の試料に対する定量評価の経験を有し、それに対するノウハウを使って解析した。
②ランダムオリエンテーション法
分析に供した土壌試料は、蒸留水に懸濁させると凝集する性質があり、粘土画分の分画は困難であった。しかし、上記の乾燥土壌全岩を用いた不定方位法では、主成分鉱物である石英と長石の回折ピークの強度が強く、含有粘土鉱物に帰属される回折ピークに関する情報に乏しく、含有
粘土鉱物の同定分析と存在量評価は困難であることが判明した。そこで、粘土画分を分画せずかつ粘土分の XRD 回折ピークを強調するランダムオリエンテーション法を採用した。ランダムオリ
エンテーション法による XRD 分析のための試料は、以下のように作成した。
i) 粉砕後の乾燥土壌試料を薬さじにより 10mg 分取し、ピペットを用いてあらかじめ pH 9.0 に調整した水酸化ナトリウム水溶液 200μL と混合した。
ii) 超音波分散処理を 30 分行い、ピペットにより上澄み液を吸い取りガラス板に塗布した。
iii) 自然乾燥後、XRD 分析に供した。
測定機器は、北海道大学環境地質学研究室が有する粉末 X 線回折装置（リガク製 RINT1200）を使用した。測定条件は、不定方位法が管電圧－管電流：30kV～20mA、速度：2 秒／0.02˚、DS スリ
2-8

ット：1/2˚、SS スリット：1/2˚、RS スリット：0.15 mm、ランダムオリエンテーション法が管電圧－管電流：30kV～20mA、走査速度：1˚/min、DS スリット：1/2˚、SS スリット：1/2˚、RS スリ
ット：0.15mm の条件で行った。なお、膨潤性粘土鉱物（スメクタイト、バーミキュライト等）の同定の際は、エチレングリコール飽和法、あるいは相対湿度制御下での XRD 分析（北海道大学独自保有のシステム）も実施した。

3.3 調査結果
3.3.1

2km 四方内での放射性セシウムの蓄積状況のばらつき

各地点における深さ 20cm までの放射性セシウムの蓄積量を図 3-3（Cs-137）、図 3-4（Cs-134）に示す。地点の違いによる蓄積量の相違に関して Cs-137 と Cs-134 は同様の傾向を示しており、6月 14 日時点の Cs-137/Cs-134 の比はいずれの地点でも約 1.1 であった。梅雨前の Cs-137 及びCs-134 の蓄積量の平均値は、それぞれ 58.9kBq/m2、53.2kBq/m2 であり、土壌濃度マップの対象地
点の測定値（Cs-137 で 76.151kBq/m2、Cs-134 で 66.149kBq/m2）よりもわずかに低いが、同レベルの値を示した。対象とした 2km 四方内での蓄積量のばらつきは、Cs-137 は変動係数で 0.163、
Cs-134 は 0.169 であった。
各生態系群の平均値は、
Cs-137 で農耕地 61.2kBq/m2、草地 56.3kBq/m2、森林 58.0kBq/m2、Cs-134 で農耕地 55.7kBq/m2、草地 51.5kBq/m2、森林 51.7kBq/m2 であり、3 群とも同レベルの値を示した（分散分析、有意水準 5％で有意差なし）。
梅雨後の 2 回目の調査では、Cs-137 及び Cs-134 の平均値は、57.2kBq/m2、52.2kBq/m2 であり、梅雨前との違いはみられなかった。各生態系群の平均値は、Cs-137 で農耕地 63.4kBq/m2、草地
48.1kBq/m2、森林 57.2kBq/m2、Cs-134 で農耕地 58.1kBq/m2、草地 44.2kBq/m2、森林 51.7kBq/m2
であり、草地でわずかながら低下が見られた（ただし、t 検定、有意水準 5％で有意差なし）。
図 3-5 に Cs-137 の深度分布を示す。図の横軸に土壌深さを示す。深さ 0cm の点は、植生又はリターを意味する。図の縦軸に、ある土壌深さに対して、その深さより上の層に存在する放射能が全放射能に占める割合を示す。図中の縦の点線は深さ 5cm を示している。農耕地で採取前に耕している地点（畑１、畑３、水田）では、深い層まで放射性セシウムが達していて、5cm 深さまでに全体の 45～71％しか存在しなかった。それ以外の地点（未攪乱土壌）では、沈着した放射性セシウムの多くが地表面に留まっており、1 回目採取試料では低い地点でも 91％以上が、2 回目では 83％以上が 5 cm までの地表面に存在した。
放射性セシウムの蓄積状況のばらつきに関する直接的な結果を以下にまとめる。
○ 2km 四方に存在する様々な生態系を対象として深さ 20cm までの放射性セシウムの蓄積量を測定したところ、生態系の違いにかかわらず、蓄積量は同程度であった。
○ 蓄積量のばらつきの程度（変動係数）は、Cs-137 で 0.163、Cs-134 で 0.169 であった。
○ 梅雨前後の放射性セシウムの蓄積状況の変化はほとんどみられなかった。
○ 未攪乱土壌で深さ 5cm までに存在する放射性セシウムの割合は、低い地点でも梅雨前で 91％、梅雨後で 83％であり、蓄積している放射性セシウムの多くが表層に存在していた。

2-9

図 3-3 表層の植生・リターを含む深さ 20cm までのセシウム 137 の蓄積量（平均値は算術平均）2-10

図 3-4 表層の植生・リターを含む深さ 20cm までのセシウム 134 の蓄積量（平均値は算術平均）
2-11

1 回目

2 回目

図 3-5 セシウム 137 の深度分布（ある土壌深さに対して、その層より上に存在する放射能の全放射能に占める割合：深さ 0cm は表層の植生・リター）

2-123.3.2放射性セシウムの分布状況に影響を与える因子

図 3-5 に示した深度分布をさらに詳細に検討すると、植生（農耕地、草地）及びリター（森林）層に存在している放射性セシウムの割合（すなわち深さ 0cm に記した割合）は地点ごとに大きく異なり、森林＞草地＞農耕地であった。図 3-6 は植生又はリター層の量とその層に存在する Cs-137の割合の関係を示す。植生又はリター層の量が多いほど Cs-137 がその層に多く沈着し留まっている傾向がみられる。2 回目には草地の植生の量及び Cs-137 の割合の両方が低下しており(図3-6(b))、植生の刈り込みが Cs-137 の植生での存在量を低下させている可能性がある。
土壌中の放射性セシウムのみを対象として、土壌の 0～1cm の層に存在する放射性セシウムが土壌全体（0～20cm）の放射性セシウム量に占める割合(％)を、0～1cm 層への放射性セシウムの残留率と定義し、土壌層へ到達した放射性セシウムの動きにくさの指標とした。図 3-7 に 2 回の調査における Cs-137 の 0～1cm 層への残留率と、2 回とも又はどちらかで相関関係のみられた影響
因子との関係を示す。図 3-7(a)は、植生及びリターを含めた全蓄積量のうち土壌に存在する
Cs-137 の割合(％)との関係を示したものである。図 3-6 で示したとおり、森林ではリターへの沈着量が大きく、リターから土壌層へ浸出した Cs-137 量が少なかった。一方、リターから土壌層へ浸出した Cs-137 に着目すると、森林では、リター層を透過することで移動性が変化する可能性も考えられるが、その他の生態系と比較して、0～1cm 層への残留率が小さく（図 3-7(a)）、深さ 1cm
より下層へ移動した割合が高いことを意味している。
上で触れた森林土壌層での放射性セシウムの深さ方向分布の結果に関連し、土壌の単位粘土成
分量（粒度分布から求めた粘土成分（粒径＜0.002mm）の量）あたりの有機物量及び水溶性有機物
量との関係をそれぞれ図 3-7(b)、(c)に示す。これらの有機物量の指標と Cs-137 の残留率との間には負の相関が見られ、有機物量の多い森林土壌で残留率が低いこと（図 3-7(a)）と対応している。一方で、粘土成分量と残留率との関係は（図 3-7(d)）、粘土成分量の高い地点で残留率が高
い傾向が多少みられるが、相関関係は明確ではなかった。一般的に放射性セシウムの土壌中での分布と関連のあると考えられるその他の土壌特性（陽イオン交換容量、pH 等）については、0～1cm 層への残留率との関係はみられなかった。
土壌表層土(0～1cm 層)の構成鉱物分析結果を、農耕地、草地、森林についてそれぞれ図 3-8(a)、(b)、(c)に示す。分析した全ての土壌において、最も多く含まれるのは長石で、次に石英、クリストバライト、粘土鉱物であった。全体的特徴として長石が大量に残存していることから、比較的風化の進んでいない“若い”土壌であることがうかがえる。粘土鉱物としては、全ての生態系の土壌において層電荷の高いスメクタイトが含まれていた。その他の粘土鉱物としては、農耕地
において雲母粘土鉱物、カオリン鉱物が見いだされた。草地では、草地２で雲母粘土鉱物が卓越していた。森林土壌では、カオリン鉱物が一部の試料で認められたが、雲母粘土鉱物を含有する
土壌はなかった。
放射性セシウムの分布状況に影響を与える因子に関する結果を以下にまとめる。
○ 植生（農耕地、草地）及びリター（森林）層に存在している放射性セシウムの割合は植生又はリターの量に比例して増加し、森林＞草地＞農耕地であった。2 回目の調査時には、草地の植生の刈り込みが放射性セシウムの蓄積量を低下させた可能性がある。
2-13

○ 未攪乱土壌を対象として、植生・リターを除く深さ 0～1cm の層に存在する放射性セシウムが土壌全体（0～20cm）の放射性セシウム量に占める割合(％)を、0～1cm 層への放射性セシウムの残留率と定義し、土壌中での放射性セシウムの動きにくさの指標とした。0～1cm 層への残留率
は、リターへの沈着量が大きく、土壌へ到達した放射性セシウム量の少ない森林において低かった。すなわち、森林土壌では、土壌へ到達した放射性セシウムが他の生態系と比較して下層へ移動していることが明らかとなった。
○ 0～1cm 層への残留率と土壌中の有機物量との間に負の関係がみられ、有機物が土壌中での放射性セシウムの移動に影響を与えている可能性が示唆されたが、他の土壌特性とは明確な関係はみられなかった。
○ 土壌の鉱物分析の結果、調査地点の土壌は（阿武隈）花崗岩が風化したものであり、風化進行の程度は比較的小さいことが分かった。主要な粘土鉱物として雲母粘土鉱物、カオリン鉱物、
層電荷の高いスメクタイトを特定した。

(a) 1 回目(b) 2 回目

図 3-6 植生又はリター層の重量とその層に存在するセシウム 137 の割合の関係

2-14

(a)

(b)

森林

(c)

(d)

図 3-7 植生・リターを含まない土壌全体（0〜20cm）に対する 0〜1cm 層へのセシウム 137 の残留率と影響因子との関係（未攪乱土壌のみを対象、（a）地表部はリター、植生箇所）

2-15

(a) 農耕地
F

畑１

Qz Qz

F

F

S/V

S/V Smectite/Vermiculite

Qz
Qz
S/V M K

畑２

F

S

Smectite

M

Mica (雲母)K

Kaolinite

Qz

Quartz(石英)F

Feldspar(長石)

F
Qz
Qz

S/V M K

畑３

F

F
Qz Qz

10000

S/V

K

10

水田

F

F

20

30

40

50

60

70

°2θ (CuKα)

Qz F
F
F

Qz
K

S

S/V

果樹園１

Qz F
F
F

Qz
K

S

果樹園２

S/V
3000

10

20

30

40

50

60

70

°2θ (CuKα)
図 3-8 鉱物の主成分分析結果 (a) 農耕地
2-16(b) 草地
S/V Smectite/Vermiculite

草地１
Qz

S

Smectite

M

Mica (雲母)K

Kaolinite

Qz

Quartz(石英)F

Feldspar(長石)

F
Qz

M

草地２

F

S/V
10000

草地３
10

20

30

40

50

60

70

°2θ (CuKα)

F Qz
F
Qz
S/V

草地１

K

F Qz
F
Qz

草地３

S/V
3000

10

20

30

40

50

60

70

°2θ (CuKα)
図 3-8 鉱物の主成分分析結果 (b) 草地

2-17(c) 森林
Qz

S/V

K

Qz
S F

S/V Smectite/Vermiculite

森林２

F

Qz Qz
S/V

S F

森林３

F

Qz Qz
S/V

S F

森林４

F

Qz Qz
10000

S/V

10

S F

F

20

30

森林５
40

50

60

70

°2θ (CuKα)
図 3-8 鉱物の主成分分析結果 (c) 森林

2-18

S

Smectite

M

Mica (雲母)K

Kaolinite

Qz

Quartz(石英)F

Feldspar(長石)3.3.3 放射性セシウムの存在状態とその影響因子（1）放射性セシウムの抽出試験
土壌中に存在している放射性セシウムの移動性及び生物利用性を調べるために選択抽出の手法を用いた。本調査では、最も溶出性の高い存在状態である水抽出画分（水溶態）、次に作物の吸収と関連が深いとされる 1M 酢酸アンモニウム溶液抽出画分（置換態）の定量を行った。また、より実際に近い状態での移動性を知る意図で、0～5cm 深さの土壌（一括試料）について未乾燥試料の水抽出試験を行った。
選択抽出について、0～5cm 層の結果を図 3-9 に示した。水溶態は高い地点でも全 Cs-137 量に対して 1.5％と低く、土壌表層へ沈着したセシウムの移動性の低さが示された。置換態の割合は、
草地２で特異的に低く 1.4％であり、それ以外では 7〜15％であった。土壌中で最も放射性セシウ
ムが蓄積している、0～1cm 層の選択抽出結果と土壌特性の関連を調べた結果、図 3-10 に示す通り、粒径分布、pH との関連が示唆された。
さらに、より実際に近い状態での移動性を知る意図で行った 0～5cm の深さ土壌を混合した未乾
燥試料についての水抽出試験の結果では、抽出水中の放射性セシウムは Cs-134、Cs-137 ともにほとんどが検出限界以下であった。検出された地点でも Cs-137 で全量の 0.6％以下、Cs-134 で全量の 0.3％以下であり、移動性が低いことが確認された。用いた操作による土壌試料からの有機炭
素溶出比率は約 0.1～0.4％であった。有機物としての特性は試料により大きく異なっていた。その特性と放射性セシウムの溶出への関与については、水抽出された放射性セシウムが多くの試料で検出限界以下であり、明確な関係は得られていない。
（2）粘土鉱物の関与
草地２の置換態の放射性セシウムが特異的に少ないことに関しては、粘土鉱物が関与している可能性がある。まず、草地２は他の地点とは粒径組成が異なり粘土成分が 5％と少なく、粗砂成分
が 67％と高い。そして、草地２の土壌には、他の土壌試料と異なり、雲母の強い回折ピークが認められた（図 3-11）。風化した雲母の端面にはセシウムとの高い親和性を示すサイトがあることが知られており、放射性セシウムが特異的に低い移動性を示すのは粗粒の雲母の含有量が高いことに因るものと考えられる。また、森林土壌に関しては、現時点では放射性セシウムの大部分はリターにあり、その下部土壌の粘土鉱物組成の放射性セシウムの分布に対する影響が表れるまでに至っていない。
放射性セシウムの存在状態とその影響因子に関わる結果を以下にまとめる。
○ 選択抽出の結果、対象とした土壌に存在する放射性セシウムは、0～5cm 層において水溶態で1.5％以下、置換態で 15％以下であった。
○ 土壌中セシウム全量に対する置換態の割合は、粒径分布、pH との関連がみられた。
○ より実際に近い状態での移動性を知る意図で行った 0～5cm 深さの土壌について水抽出試験の結果は、検出された地点でも全量の 0.7％以下であり、移動性が低いことが示された。
○ 置換態の放射性セシウムの割合が草地地点の一つで特異的に小さい理由として、セシウムとの親和性の高い雲母の含有に因ることが考えられる。
2-19

図 3-90〜5cm 層の選択抽出結果（Cs-137）

図 3-10 0～1cm 層の選択抽出率（Cs-137）と土壌特性の関係
2-20

1500

6000

典型的土壌

a

典型的土壌

c

Qz

1000

4000

Qz

2000

500

F

S/V K

S/V

K

0
10

20

30

40

50

60

0

70

10

20

30

40

1500

6000
Qz

b

草地２

d

草地２

M
F

4000

2000

M

Qz

500

Qz

F

M

S/V

1000

S/V：スメクタイトもしくはバーミキュライト
M：雲母
K：カオリナイト
Qz：石英
F：長石

F

S/V

0
10

図 3-11

20

30
40
50
°2θ (CuKα)

60

70

0

10

20
30
°2θ (CuKα)40

典型的な土壌のXRD（X線回折）パターンと粗砂成分と雲母含有量が高い草地２の
XRD（X線回折）パターンの比較
左側のXRDパターン(a,b)は不定方位法（粉末試料に混在する鉱物の判定や各回折線の正確な強度の測定をするとき、広い範囲の回折角度について回折パターンを得る手法）により測定された全岩試料のもの、右側のパターン(c,d,)はランダムオリエンテーション法（粘土画分を分画せずかつ粘土分のXRD回折ピークを強調する手法）により測定されたもの。

2-21

3.4 考察
本調査の結果、放射性セシウムの土壌への蓄積量は 2km 四方内で同じレベルであり、変動係数
は約 0.17 であった。ただし、本調査は、森林における樹木などの植生を対象としていないため、樹木に沈着した放射性セシウムの量を含んでいない。文部科学省が実施した森林内における放射性物質の移行調査（本報告書 6.3.1.2 節参照）によると、針葉樹では樹冠に多くの放射性セシウ
ムが沈着していることから、樹冠を含む森林生態系全体への放射性セシウムの蓄積量は、他の生態系よりも大きいと考えられる。本調査では梅雨前後で森林の地表面の放射性セシウム蓄積量の増加はみられなかったが、落葉に伴い今後増加する可能性がある。
蓄積している放射性セシウムは、攪乱された農耕地土壌でない場合は、そのほとんどが植生やリター層を含む土壌深さ 5cm までに存在していた。表層に植生が存在する場所や森林内で採取する場合は、雑草や落葉への放射性セシウムの沈着があるため、土壌のみの採取では蓄積量が低く見積もられる可能性があることに留意すべきである。土壌濃度マップ作成では、ある程度の広さを持った撹乱のない土地で植生を含み 0～5cm までの深さで試料が採取された。本調査の結果は、その採取手法が合理的であることを裏付けている。さらに、放射性セシウムの全蓄積量のうち、最大で 94％が植生（農耕地、草地）及びリター（森林）層に存在していることが明らかになった。
その割合は地点ごとに大きく異なり、森林＞草地＞農耕地であった。他の生態系と比較して、森
林では、リター層の除去によって極めて高い除染効果が得られることが示唆された。
植生やリター層を含まない土壌中での放射性セシウムの鉛直分布は、土壌の粘土成分量に対する有機物存在量が高いほど表層への残留率が低い傾向を示した。セシウムは土壌中で１価の陽イオンとしてふるまうことから、負に帯電している土壌粒子や粘土鉱物に引きつけられるが、有機物がこれらの土壌鉱物に吸着したり、土壌鉱物を覆ったりすることで、土壌鉱物の吸着サイトへのセシウムイオンの接近を阻害している可能性がある。有機物含有量の高い森林土壌については、リターから浸出する放射性セシウムの下層への浸透割合が他の生態系と比較して高いことが想定されることから、今後、降雨やリターの分解に伴い土壌への放射性セシウム浸出量が増加した場
合、他の生態系よりも比較的深い層に放射性セシウムが分布する可能性がある。
選択抽出法による存在状態の調査結果より、現在、土壌に分布している放射性セシウムについては、土壌中で放射性セシウムのほとんどが存在している 0～5 cm 層において水溶態と置換態を合わせても 15％以下であった。大気圏内核実験起源の Cs-137 について、日本の畑土壌で調査した結果では、Cs-137 全量に対する水溶性＋置換態の割合は平均 18％と示されており 6)、本調査で対象とした土壌の置換態の割合が同レベルであることが示された。チェルノブイリ原子力発電所
から放出された放射性セシウムの結果と比較すると、チェルノブイリ原子力発電所近傍の草地土壌について、
事故の 4.5 年後に採取し 1M 酢酸アンモニウム溶液による抽出実験を行った結果では、Cs-137 の抽出割合は 4～16％で、今回の抽出結果と同程度の抽出量であった 5)。ベラルーシの庭の土壌、ドイツの森林土壌、イタリア北西部の土壌に関する抽出結果でも、同様な抽出割合が報告されている 7), 8), 9)。これらの結果は、今回実験した福島の表層土壌の抽出結果とほぼ一致する。
また、Andersson and Roed は 0～8.4cm 間で酢酸アンモニウム抽出の Cs-137 の抽出割合が深さに対して増加した結果を報告しているが、今回の福島の土壌については顕著には表れていない 5)。以上の結果より、福島土壌の場合、事故後３ヶ月程度においてすでに抽出性・移動性の低い吸着形
2-22

態となっていることが示唆される。
土壌中でもっとも放射性セシウム存在率の高い 0～1cm 層における置換態の割合は粒径分布と関連があり、粘土成分（粒径＜0.002mm）及びシルト成分（粒径 0.02〜0.002mm）と正の相関が、粗砂成分（粒径 2〜0.2mm）と負の相関がみられた。それ以外の土壌特性とは、pH と正の関係がある以外は明確な関係はみられなかった。土壌が放射性セシウムを引きつける強さは、セシウムを強く又は緩く固定できる場所の数と、その場所へのセシウムの接近を阻害する物質の量とのバランスで決まる。本調査地点における土壌の粘土鉱物は、すべての地点で高い層電荷を有するスメク
タイトを含むことが示されており、多くの放射性セシウムは粘土鉱物に強く固定されていると考えられる。一方で、粒径の小さい粘土及びシルト成分は、その大きな比表面積によって緩く固定できる場所も多く提供することで、置換態の割合が高くなっていると考えられる。
草地で粗砂成分が多く、粘土成分が少なく、雲母が大量に確認された土壌（草地２）では、置
換態セシウムの割合が他の土壌と比べて特異的に低く、2％にも満たなかった。これは粗粒の雲母の含有量が高いことに因るものと考えられる。通常、放射性セシウムは土壌中の細粒分の粘土鉱物に分配され、その分画の除去により効率的な除染が達成されるものと考えられているが、除染の際には粗粒の雲母に分配された難移動性の放射性セシウムにも注意を払う必要がある。
本調査で得られた結果より、対象とした 2 km 四方内の土壌では、土壌中の放射性セシウムの分布が生態系ごとに異なる特徴を示すとともに、その深度分布や存在形態が有機物や粒径分布、粘土鉱物の存在などの土壌特性と関連があることが明らかとなった。放射性セシウムの分布を生態系ごとに調査すること、ならびにこれらの土壌特性とともに調査していくことは、効果的な除染方針の検討や今後の汚染の変化の推定に有効である。
広域における放射性セシウムの蓄積マップでは、森林や農耕地ではない用地で、放射性セシウ
ム等の蓄積量が計測された。この広域計測地点の測定結果がもつ意義・位置付けとして、用地の種別の違いによる蓄積量の違いは本報告の調査地域では小さいこと、また用地の種別の違いは深度分布の違い、そして深さ方向移動性の違いとして表れる可能性があることが示唆された。

2-23

引用文献
1) 日本工業規格 JIS A 1202: 土粒子の密度試験.
2) 日本工業規格 JIS A 1225: 土の湿潤密度試験.
3) 日本工業規格 JIS A 1204: 土の粒度試験.
4) 土壌標準分析・測定法、日本土壌肥料学会監修、土壌標準分析・測定法委員会編、博友社、(2004).
5) K. G. Andersson and J. Roed : “The behaviour of Chernobyl 137Cs, 134Cs and 106Ru in
undisturbed soil: implications for external radiation”, J. Environ, Radioact., 22,
p.183-196 (1994)
6) 駒村美佐子・津村昭人・山口紀子・藤原英司・木方展治・小平潔：“わが国の米、小麦および土壌における 90Sr と 137Cs 濃度の長期モニタリングと変動解析”, 農業環境技術研究所報告,
24, p.1-20（2006）
7) K. Bunzl, W. Kracke, W. Schmmack, L. Zelles: “Forms of fallout 137Cs and 239+240Pu in
successive horizons of a forest soil”, J. Environ. Radioact., 39, p.55-68 (1998)
8) A. Facchinelli, L. Gallini, E. Barberis, M. Magnono, A. S. rsthouse: “The influenceof clay mineralogy on the mobility of radiocaesium in upland soils of NW Italy”,
J. Environ. Radioact., 56, p.299-307 (2001)
9) X. L. Hou, C. L. Fogh, J. Kucera, K. G. Andersson, H. Dahlgaard, S. P. Nielsen:“Iodine-129 ad Caesium-137 in Chernobyl contaminated soil and their chemical
fractionation”, Sci. Total Environ., 308, p.97-109 (2003)2-24

４．土壌中深さ方向における放射性物質の放射能濃度の分布状況の確認
4.1 ジオスライサーを用いた、土壌中深さ方向における放射性物質の放射能濃度分布状況の確認
調査
佐藤治夫・青木和弘（日本原子力研究開発機構）
4.1.1 調査の目的
福島第一原発の事故に伴い放出された放射性物質の分布状況等に関する調査研究（放射線量等
分布マップの作成）に資する測定結果を提供するため、本調査研究では以下を目的とした現地調
査、試料分析及び解析を実施した。
(1)

福島第一原発事故に伴い放出され、土壌に沈着した放射性物質の深さ方向の分布状況を調査把握することにより、現状の様々な土壌中における放射性物質の深度分布のデータを提供する。

(2) 放射性物質の土壌中における深度分布とその深度まで到達するまでの経過時間（文部科学省
等の放射線量に関する公表データにおいて示されている、福島第一原発事故に伴い放出された
放射性物質が土壌表面に沈着したと推定される平成 23 年 3 月 15 日 17:00 頃からの調査時までの経過時間）と放射性物質の半減期、更には土壌の土質分布データ等から、土壌中の放射性物
質の拡散係数（見掛けの拡散係数）ないし分散係数（見掛けの分散係数）と地表面での初期濃度を求めることにより、事故発生直後の地表面での放射性物質の放射能濃度を推定する。
なお、本調査研究により得られた、・事故発生直後の地表面での放射性物質の濃度・土壌中の放射性物質の拡散係数（見掛けの拡散係数）
・土壌中の放射性物質の分散係数（見掛けの分散係数）に加えて、土壌への放射性物質の収着特性や土壌の土質分布データ、放射性物質の半減期等を考慮することにより、今後の土壌中の放射性物質の移行や物理的減衰に伴う放射能濃度の分布状況の経時変化についても予測することが可能である。また、得られた結果に土壌自身の遮蔽効果を考慮することにより、土壌中の放射性物質の移行と物理的減衰に伴う地表面からの空間線量率の経時変化（減少）についても推定できると期待される。
4.1.2 実施概要
調査期間：平成 23 年 6 月 7 日～19 日（現地調整、現地調査、撤収）
現地調査：平成 23 年 6 月 10 日～16 日
調査内容：(1) ジオスライサー(図 4-1 参照)を用いた、土壌中深さ方向の放射性物質分布状況調査数（全 29 試料）
① ワイドジオスライサー（幅 1.1m×深さ 1.2m×厚さ 10cm）調査：1 地点 1 本② ハンディジオスライサー（幅 10cm×深さ 1.0m×厚さ 2cm）調査：11 地点 28 本

2-25

表 4-1 に調査地点名及びジオスライサー試料と調査項目の対比表を示す。
(2) 調査項目① 土壌調査（土壌観察・土壌記載（地表面からの土壌の構成等））：29 本 29 試料（全試料)
地表面からの土壌の構成、土壌の腐植状況（有機物、根の有無等）、乾湿状況（水の浸み出し等）、粘土質分、土壌や堆積物等の粒径（土壌、泥、砂等の区分）、及び土壌表面の色（黄褐色、赤褐色等）の調査を実施。
② GM サーベイメータを用いた土壌深さ方向への放射能分布の測定：15 本 15 試料
地表面から深さ方向に 5cm 間隔でベータ線、ガンマ線（以下、「β・γ線」という。
）の全計数率の測定を実施。
③ イメージングプレートによる放射能分布の測定：5 本 5 試料
露光時間：12 時間、解像度：200μm で、土壌試料の放射能分布（アルファ線、ベータ線、ガンマ線等由来の発光信号）の測定を実施。
④ 土質試験：12 本 24 試料（各地点 1 本以上、各本代表 2 深度）
土壌の含水比、湿潤密度、乾燥密度、間隙率、真密度（土壌粒子密度）の測定を実施。
⑤ 収着試験：12 本 24 試料④の土質試験と同一の深度区間で、各試料につき、代表 2 深度について、バッチ式収着試
験（原子力学会（2002 年 10 月）標準測定法[1]に準拠）を実施。対象核種は空間線量率の経時変化や化学形態の違いによる挙動の代表性の観点から、セシウム（以下、「Cs」という。）
及びヨウ素（以下、「I」という。）とした。
⑥ 核種分析：16 本 259 試料
地表面からの深さ 10cm までは 2cm 間隔、深さ 10～30cm まで 4cm 間隔、深さ 30cm 以深は10cm 間隔で試料を採取し、Ge 半導体検出器で 60 分間、放射能濃度の測定を実施。
4.1.3 調査地点
調査地点は、図 4-2 において丸印で示した箇所である。調査地点は、以下の条件を考慮して選定を行った。
○ I-131 の半減期は 8.02 日と短く、これまでの研究から、土壌への収着性が低い[3, 4]と考えられることから、土壌中の I-131 の放射能濃度の分布状況を把握することは、本調査研究を実施する上で考慮すべき重要事項の一つである。
○本調査時点における空間線量率への寄与は概ね Cs-134 と Cs-137 に起因すると考えられるが、土壌表面への沈着初期においては I-131 も相当量を占めていたことは、これまでの文部科学省や福島県の土壌の放射能濃度の測定結果からも明確に示されている。
従って、調査対象地域の候補の選定にあたっては、上記のような状況を考慮し、Cs-134
や Cs-137 と共に初期の I-131 の濃度が比較的高く、物理的減衰による消散を考慮しても残留していると想定される比較的空間線量率の高い地域（浪江町（半径 20km 圏内を除く）、飯
舘村、川俣町等）を主な調査対象地域とした。なお、調査箇所の選定にあたって、当時、文2-26

部科学省が公表している「東京電力株式会社福島第１及び第２原子力発電所周辺のダストサ
ンプリング、環境試料及び土壌モニタリングの測定結果」[5]のうちの「環境試料の測定結果（陸土）」において I-131 が検出されていた地点を含む地域も調査対象地域の候補とした。
○ その上で、調査対象地域の候補から実際の調査地点を選定するにあたっては、平成 23 年 5月 6 日、文部科学省から公表されていた、福島第一原発から 80 ㎞圏内における「文部科学省及び米国エネルギー省(DOE)航空機による航空機モニタリングの測定結果について」[2]の空間線量率及び放射性物質（Cs-134、Cs-137）の地表面への蓄積量分布（平成 23 年 4 月 29
日現在に換算）、及び文部科学省が随時公表している「東京電力株式会社福島第１及び第２
原子力発電所周辺のダストサンプリング、環境試料及び土壌モニタリングの測定結果」[5]の空間線量率や土壌モニタリング結果（土壌の核種分析結果）を踏まえると共に、環境試料の採取マニュアル[6]や土壌地理学の教科書的な文献[7]に示された調査地点選定の考え方を参照し、①土地の利用状況、②水文地形（斜面、平坦地、及び地下水面等）、及び③土壌の種類等の概要について地図類（地形図、土地利用現況図、地形分類図、土壌図等）や文献（土地分類基本調査等）による予備調査及び現地調査によって把握することで、以下の観点から調査地点を選定することとした。
①

土地の利用状況x 民有地ではなく町有地或いは村有地であること（地元自治体と相談の上で選定）。
x 周囲に構造物及び最近の人為的撹乱の痕跡が無い地点であること。
x 未耕地であり、草本類等の小植物による植被があること。
②

水文地形

x 平坦地であり、表面流出・流入による土壌の侵食や堆積等の可能性が小さいこと。
x 湧水の痕跡が認められず、地下水面が極端に高くないこと。
③

土壌の種類

x ジオスライサーを適用できる程度の軟弱な地盤であること（硬岩では適用不能）。
x 敷石用の砂利が厚く盛土されていないこと。
x 必要な測定や試験を実施できる程度の重量及び体積の土壌試料が採取できること。

2-27

(a) ワイドジオスライサー（幅 1.1m×深さ 1.2m×厚さ 10cm）による掘削調査（ユニックによるワイドジオスライサーの地中への押込み状況）(b) ハンディジオスライサー（幅 10cm×深さ 1m×厚さ 2cm）による掘削調査（振動機によるハンディジオスライサーの地中への押込み状況）
図 4-1 ジオスライサーを用いた土壌中深さ方向の放射性物質分布状況調査の状況（(a)ワイドジオスライサー、(b)ハンディジオスライサー）2-28

表 4-1 調査地点名及びジオスライサー試料と調査項目の対比表

調査地点名

ジオスライサー
試料番号※1

HGS-4
NH-KN
HGS-5
（二本松市金色：二本松市役所
HGS-6
駐車場）
HGS-7
KW-YMo（川俣町山木屋大清水： HGS-1
山木屋駐在所）
HGS-2
KW-YMk-1（川俣町山木屋小塚： HGS-27
国道脇）
HGS-28WGS-1
KW-YMk-2（川俣町山木屋小塚：山木屋公 HGS-3
民館）
HGS-26
HGS-19NM-TS（浪江町津島水境：高太石山登 HGS-20
山道入口）
HGS-21
NM-AKt（浪江町赤宇木手七郎： HGS-17
手七郎集会所）HGS-18HGS-8
NM-STS-1（浪江町下津島松木山：津島活 HGS-9性化センター）
HGS-10NM-STS-2（浪江町下津島松木 HGS-24
山：中ノ森山登山道入口）
HGS-25
NM-AKs
HGS-22（浪江町赤宇木塩浸）
HGS-23
HGS-14
NM-AKk（浪江町赤宇木椚平：熊之森山 HGS-15
登山道入口）
HGS-16
HGS-11
NM-HR
HGS-12（浪江町昼曽根尺石）
HGS-13

調査日時日 付

2011/6/12(日)2011/6/11(土)2011/6/16(木)2011/6/10(金)2011/6/11(土)2011/6/16(木)2011/6/15(水)2011/6/15(水)2011/6/13(月)2011/6/16(木)2011/6/16(木)2011/6/14(火)2011/6/14(火)

サン
プル
深度
[cm]

土壌の抜き
取り時刻
10:00
50
11:00
68
11:30
56
12:00
60
10:30
59
14:00
50
14:15
68
15:00
74
10:45
120
16:10
100
14:00
74
13:30
120
14:15
124
15:00
140
10:30
107
11:10
115
10:10
133
10:45
130
11:15
125
11:00
77
11:30
120
10:00
120
10:30
160
14:00
80
14:30
73
15:15
125
10:16
165
10:45
156
11:30
145

調査項目※2
G

γ

○

○

S

I

○
○
○
○

○
○
○

○
○
○

○
○
○

○
○
○

○

○
○

○
○

○

○

○

○

○

○

○
○
○
○
○
○

○
○
○
○

○
○

○
○
○
○

○

○
○

※1 ジオスライサー試料番号
WGS： ワイドジオスライサー
HGS： ハンディジオスライサー※2 調査項目
G： GM サーベイメータによる放射能分布（β・γ線）の測定
γ： Ge 半導体検出器によるγ線放出核種分析用土壌試料の採取
S： 土質試験・収着試験用サンプル採取
I： イメージングプレートによる放射能分布、デジタルサーベイメータによる表面線量率の測定及びガンマ線放射能分布の測定2-29

図 4-2 調査地点の位置図
文部科学省及び米国エネルギー省（DOE）航空機による航空機モニタリングの測定結果(平成 23
年 5 月 9 日公表)[2]の線量測定マップ上に、本調査研究の調査地点を記号と共に○印で表示。

2-30

JAEA_NH-KN

JAEA_NM-TS

JAEA_KW-YMk-2

JAEA_KW-YMk-1

JAEA_KW-YMo

JAEA_NM-STS-1

JAEA_NM-STS-2

JAEA_NM-HR

JAEA_NM-AKk

JAEA_NM-AKs

JAEA_NM-AKt

4.1.4 調査方法
(1) 調査の実施にあたって、事前に、調査の候補地点において検土杖を用いて地盤の硬さ等を調査し、ジオスライサーによる掘削が可能かどうかを検討した上で調査地点を決定した。
(2) 調査地点では、GM サーベイメータを用いて、掘削地点周辺（数 m から 10m 四方程度）のベータ線、ガンマ線の全計数率を地表面から約 1m の高さで測定し、周辺土壌と同程度の計数率であることを確認した。次いで、線量計（NaI 式ポケットサーベイメータ）により掘削
地点での空間線量率を地表面から 1m の高さで測定し、事前調査で把握しているガンマ線による空間線量率と比較することにより、調査地点周辺の空間線量率を確認した。更に、GPSを用いて調査地点（掘削）の位置情報を取得した。
(3) 次に、ジオスライサーによる掘削を行い、地表面から深さ約 50cm～1m の平板状の土壌サンプルを採取した。ジオスライサーは、ワイドジオスライサーとハンディジオスライサーの２種類を行い、前者は 1 地点（1 本）、後者は 11 地点（28 本）の合計 11 地点 29 本のジオ
スライサー調査を実施した。
(4) 両ジオスライサーにより採取した土壌試料は、表面土壌をねじり鎌や刷毛等で丁寧に剥ぎ取る（深い位置から浅い位置に、深度方向に対して垂直方向に実施）ことで平滑な土壌表面を露出させ、土壌境界を明瞭にすると共に、掘削の際の表層土壌の下への引き込みによるコンタミネーション（汚染）を除去し、土壌観察・土壌記載を行った。その際、ベニヤ板等で直射日光を遮りつつ、カラースケールと共に土壌表面の写真撮影を行った。土壌記載においては、地表面からの土壌の構成、腐植状況（有機物、根の有無など）、乾湿状況、
粘土質分、土壌や堆積物等の凡その粒径（土壌、泥、砂などの区分）、土色（黄褐色、赤褐色など）に着目し、土壌の記載と区分を実施した。
なお、土地利用がかつて田畑の場合には有機質な黒色土壌（農耕土）が分布し、森林に隣接する地点は赤色、褐色、黄褐色の粘土質土壌や黒ボク土が分布する。一方、谷底平野と山麓緩斜面の多くはかつて田畑に利用され、黒色砂質土壌が分布する。これらの土壌構成と現在の土地の利用状況を考慮し、放射性物質が分布すると考えられる地表面付近の土壌に着目して、土地利用状況に基づく土壌区分を元農地と推定される土壌と地表面土壌とに分類した。
(5) その後、ハンディジオスライサーについては、トラックの荷台に設置した、厚さ 10mm の遮蔽板（鉛板）上に運搬し、GM サーベイメータにより試料の中心部分に沿って地表面から深さ方向のベータ線、ガンマ線の全計数率の測定を 5cm 間隔で実施した。ワイドジオスライ
サーについては、遮蔽板上に運搬することが困難であったため、土壌表面に敷いたビニー
ルシート上でβ、γ線の全計数率の測定を行った。その際の測定は、ハンディジオスライ
サーと同様に深さ方向は 5cm 間隔、水平方向は 20cm 間隔を基本とした。
(6) イメージングプレートによる放射能分布を測定する試料は、試料表面からの水分の蒸発や形状崩壊等を防止するため、土壌試料の入っているハンディジオスライサーごとラップフ
ィルムで保護した後、バックグラウンドの空間線量率が低い福島市に搬送し、鉛遮蔽板（厚さ 4mm）上でデジタルスペクトルサーベイメータ（NaI 式）による表面線量率の分布を測定した後、イメージングプレートによる放射能分布測定（感光時間 12 時間）を行った。
2-31

(7) イメージングプレートによる放射能分布の測定後、ジオスライサーから、土質試験及び収着試験、並びに Ge 半導体検出器で分析する土壌試料を採取した。土質試験及び収着試験試料については、採取場所の土壌観察結果に基づいて、代表的な２区間（深度 50cm 以浅で浅い部分と深い部分が基本）から採取した。土質試験のうち、間隙率、湿潤密度、乾燥密度を測定するための試料は、塊状の試料が必要なため、U 字型容器を用いて採取した。U 字型
容器の開口した部分を下にして土壌表面から押し込み、容器内が土壌で満たされるように採取した。他の土質試験及び収着試験、並びに Ge 半導体検出器で分析する土壌試料については、粉末試料で良いため、ポリエチレン容器（広口、100ml）に採取した。
なお、Ge 半導体検出器による分析用試料は、両ジオスライサーで採取した土壌試料の中心部分を対象とし、コンタミネーションを防止するため、放射能濃度が低いと考えられる
深い方から採取を行うと共に、ジオスライサーからの土壌試料の採取に使用したスクレイ
パーやスプーン等の器具は試料採取毎に水で洗浄した。採取した分析試料は、ポリエチレ
ン容器（広口、100ml）が満たされるまでを基本とし、試料採取毎に試料重量を測定した。
(9) 採取した土壌試料を入れた容器と蓋の間は、全てビニールテープを巻いて固定した後、試料容器毎にチャック付のポリエチレン袋に入れ、試料の送付は、放射線障害防止法における L 型輸送物の基準[8]に準拠した取扱いとした。分析に際しては、土壌試料の重量を測定した後、U-8 容器に詰め替えて測定した。Ge 半導体検出器による分析は、財団法人日本分析センターに依頼した。
(10) 土質調査では、土壌の含水比、浸潤密度、乾燥密度、間隙率、真密度（土壌粒子密度）を決定した。真密度（土壌粒子密度）については、日本規格協会「土壌粒子密度試験方法（JISA 1202）」[9]に従い、ピクノメータを用いて測定した。その他のパラメータについては、U字型容器で採取した塊状試料を用いて、試料の体積や乾燥重量、湿潤重量、水飽和重量を測定する、水中飽和法[10]により測定した。
なお、土壌試料に対するこれらのパラメータは、土壌中の放射性物質の濃度分布の算出
や、移行・遅延の解釈や解析等に使用した。
(11) 収着分配係数は、放射性物質を含有する溶液と土壌が接触する場合、単位重量当たりの土壌に収着した放射性物質の量と溶液中の放射性物質の濃度の比（分配比という）で表される。収着分配係数は、土壌の放射性物質の保持能力を表すパラメータであり、収着分配係
数が大きい程、その土壌は放射性物質の保持能力が高いことを意味する。また、土壌中に放射能濃度の分布がある場合、その濃度勾配に従って放射性物質は移動するが、収着分配係数が大きい程、放射性物物質の移動速度（単位時間に単位面積を通過する量）は小さくなり、同じ距離を移動するために要する時間が長くなる。収着分配係数の測定方法は複数あるものの、標準的には、バッチ式収着試験法で測定される。この方法は、放射性物質を含有する溶液を土壌と接触させ、接触前後の溶液中の濃度差から単位重量当たりの土壌への収着量を決定し、接触後の溶液中の放射性物質の濃度との比から収着分配係数を求める
標準的な方法である。
バッチ式収着試験法における収着分配係数は次の関係から求めることができる。

2-32

Kd =

CS Co − Ci VL=
CLCi M soil（

式 4-1 ）

ここで、
Kd：収着分配係数
CS：固相（土壌）の単位重量当たりに収着している放射性物質の量
CL：液相（溶液）中の放射性物質の濃度
Co：反応開始時の液相中の放射性物質の濃度
Ci：反応終了時（7 日経過後）の液相中の放射性物質の濃度
VL：液相の体積
Msoil：固相（土壌）の重量
本測定では、原子力学会（2002 年 10 月）標準測定法[1]に準拠した、バッチ式収着試験法
により収着試験を実施し、セシウムイオン（Cs+）とヨウ素イオン（I－）に対して収着分配係数を測定した。
図 4-3 に、GM サーベイメータによるβ・γ線計数率分布の測定、土質試験及び収着試験、並びに Ge 半導体検出器で分析する土壌試料の採取状況を示す。

2-33

(a) GM サーベイメータによるβ・γ線計数率分布測定(b) 土質試験試料の採取（U 字型容器）（左側写真）と採取試料例（右側写真）(c) 収着及び Ge 半導体検出器による分析試料の採取
図 4-3

GM サーベイメータによるβ・γ線計数率分布の測定、土質試験及び収着試験、並びにGe 半導体検出器で分析する土壌試料の採取状況（(a)GM サーベイメータによる測定、(b)土壌試料の採取、(c)収着及び分析試料の採取）

2-34

4.1.5 調査結果
(1) 土壌中深さ方向における放射性物質の放射能濃度分布について
図 4-4 に土壌観察の記載例（HGS-10, 25：浪江町下津島松木山地）を示す。また、図 4-5 と 4-6に、それぞれ地表面土壌と元農地と推定される土壌に対する深度方向の放射性物質の濃度分布を示す。
○ 図 4-4 に見られるように、両者共に表層に堆積有機質層が見られるものの、HGS-10 の試料
は褐色土壌が支持層として分布しており、地表面土壌に分類される。一方、HGS-25 の試料
は黒色土壌（農耕土）が支持層として分布しており、元農地と推定される土壌に分類される。
なお、後者の調査地点における現在の土地の利用状況は登山道入口であり、過去に農耕地だったことが示唆される。
○ 今回の調査から検出された放射性物質は Cs-134、Cs-137、Te-129m、Ag-110m であった。今回の調査から得られた各放射性物質の深度方向の濃度分布は、図 4-5～4-6 に見られるように、多くの地点で表層数 cm 程度であったものの、濃度分布の形状や深度は調査地点によって様々であり、コンタミネーションが明らかに有ると判定される試料を除いて、複数の試料（HGS-1, 3, 4, 8, 17, 22, 25, 28）において移流の痕跡と考えられる濃度のピークないし
肩が 5cm 以深で見られた。
○ 土壌観察結果と照合したところ、濃度分布の高い表層付近には有機質層が存在しており、土壌中の放射性物質の保持能力は有機質層の存在と関係があると考えられる。
○ 深度別の放射性物質の濃度分布を取得するために掘削した 16 本のジオスライサー試料について、得られた濃度分布に対して、土質試験結果、土壌観察結果、イメージングプレートによる放射能分布の測定結果に基づいて、図 4-7～4-9 のようにコンタミネーション（ジオス
ライサーの押込み時の引き摺り、スクレーピング、その他、浸食等の物理的運搬）の有無について詳細に検討したところ、①コンタミネーションが明らかに無いと判定できる試料は 4 本（WGS-1, HGS-3, 10, 25）、
②コンタミネーションが明らかに有ると思われる試料が 6 本（HGS-11, 12, 15, 16, 19, 20）、
③コンタミネーションが有る可能性を否定できない試料が 1 本（HGS-17）、④本調査ではコンタミネーションの有無の判別が困難な試料が 5 本（HGS-1, 4, 8, 22, 28）が確認された。
○ コンタミネーションの影響が明らかに無いと判定できた①の 4 本の試料のうち、WGS-1、HGS－3、10 の試料から得られた地表面土壌の濃度分布は、図 4-5 に示すとおり、土壌表層から
深度 5cm 以内にほぼ全ての放射性物質が留まっていることが確認された。また、土壌観察結
果から、調査した場所の土地利用状況が、花壇（HGS-1, 15, 16）、元水田あるいは元畑地と思われる原野（HGS-19, 20, 25）、道路と農地との境界部（HGS-28）と見なせる場所が 5 地
点 7 試料有り、コンタミネーションの影響は一部の試料であるものの、これらの地点における土壌については、深い位置まで放射性物質が検出される傾向が見られた。
○ しかしながら、現状におけるジオスライサーの押込み時の外側引き摺りなどに起因するコン
タミネーションによる不確実性はあるものの、元農地と推定される土壌についても、全ての2-35

場所で深度 14cm 以内にほぼ全ての放射性物質が存在していることが判明した。
○ なお、土質試験結果と深度方向の土壌観察結果に基づいて、得られた深度別の放射性物質の濃度分布の内、特に地表面から 5cm 以深の深部での移流の痕跡と考えられる濃度ピークの発現位置については、定性的ではあるものの深度方向に対する土壌（有機質土壌、砂質土壌、粘土質土壌など）の構造や、間隙率や飽和度などの土質分布データに基づいて、全ての試料に対して説明することができる。しかしながら、上述したように、深部における放射性物質の濃度分布については定量的な議論をするには本調査結果だけでは不確実性が大きいと判断せざるを得ない。そこで、次回調査では、上述のコンタミネーションを低減させる必要性
がある。

2-36

地表面からの深度（cm）
0０）地表面
・腰高程度の草本類

１）１）褐色土壌
・地表4cm程度までは、草本類の根や枯葉、枯草を多く含む堆積有機質層
・直径数mmの礫をごく少量含む
・乾燥状態

7
２）
20
22~24

３）

33~34
砂利由来
の礫

４）

40
42~44

木本類
の根
60

５）

２）褐色細粒砂・上位１）よりも淡い褐色を呈する
・直径1cm以下の礫を含む
・乾燥状態
３）黄褐色細礫層
・直径数mmの礫を50%以上含む
・乾燥状態
４）黄褐色礫層・直径2mm～1.5cm程度の礫を50%以上含む
・乾燥状態
５）褐色土壌
・極粗粒砂をごく少量含み砂質（花崗岩由来のマサ）
・直径数mmの礫をごく少量含む・木本類の根（炭化していない）をごく少量含む
・湿潤状態

80
６）黒色土壌
・湿潤状態

85~88
６）
100

(a) 土壌観察記載（HGS-10）

地表面からの深度（cm）
02０）地表面
・40cm程度の高さの草本類

１）
２）
植物根

14~16
20

１）堆積有機質層
・細根の植物根が多く含まれる・半湿潤状態
２）黒色土壌
・細礫をごく少量含む・植物根を含む・湿潤状態※黒ボク土のA層に相当する土壌

40３）黒色土壌
・細礫をごく少量含む・植物根をごく少量含む
・上位の２）黒色土壌との境界は不明瞭
・上位２）黒色土壌と比較して、より黒味を
帯びる
・湿潤状態
※黒ボク土のA層に相当する土壌

３）
60

80

100

(b) 土壌観察記載（HGS-25）
図 4-4 土壌観察の記載例（HGS-10, 25）

2-37

コンタミネーション無し

コンタミネーション無し

コンタミネーションの判別困難

コンタミネーションの判別困難

コンタミネーション無し

図 4-5(a) 地表面土壌の深さ方向における放射性物質の濃度分布（WGS-1,HGS-1,3,4,8,10）
2-38

コンタミネーション有り

コンタミネーション有り

コンタミネーションを否定できず

コンタミネーションの判別困難

図 4-5(b) 地表面土壌の深さ方向における放射性物質の濃度分布（HGS-11,12,17,22）
2-39

コンタミネーションの判別困難

コンタミネーション有り

コンタミネーション有り

図 4-6(a)コンタミネーション有り

元農地と推定される土壌の深さ方向における放射性物質の濃度分布
2-40（HGS-1,15,16,19,20）

コンタミネーション無し

コンタミネーションの判別困難

図 4-6(b) 元農地と推定される土壌の深さ方向における放射性物質の濃度分布（HGS-25,28）

2-41

イメージング
プレート画像

計数値(Bq/cm3)
0

5

10

15

20

計数値(Bq/cm3)
25

30

0

0
2cmまで52%

5

イメージング
プレート画像
（拡大図）

1

2

5

8cmまで99%

5

10

15

15

20

20

25

HGS-3：Te-129m/川俣町山
木屋小塚(山木屋公民館)

25

26cmまで100%30

採取日時：H23/6/11/16:10
Te-129m Inventory 1.337E5Bq/m2

30

35

35

HGS-3：Cs-134/川俣町山
木屋小塚(山木屋公民館)

45

HGS-3：Cs-137/川俣町山
木屋小塚(山木屋公民館)

50
55
採取日時：H23/6/11/16:10
Cs-134 Inventory 6.765E5Bq/m2
Cs-137 Inventory 7.323E5Bq/m2

40

地表からの深度(cm)40

地表からの深度(cm)42cmまで57%
4cmまで100%

6cmまで98%
10

60

3

0

45
50
55
60

65

65

70

70

75

75

80

80

85

85

90

90

95

95

100

100

105

105

110

110

(a) イメージングプレート画像と濃度分布（HGS-3）

イメージング
プレート画像

計数値(Bq/cm3)

計数値(Bq/cm3)
0

100

200

0

300

2cmまで91%
4cmまで99%
6cmまで100%

5
10
15

25

40

50

2cmまで91%
4cmまで100%

5

15
20

HGS-10：Te-129m/浪江町
下津島松木山(津島活性化セ
ンター)

25

HGS-10：Cs-137/浪江町下
津島松木山(津島活性化セン
ター)

30

30

35

採取日時：H23/6/13/11:15
Te-129m Inventory 8.811E5Bq/m235
採取日時：H23/6/13/11:15
Cs-134 Inventory 4.495E6Bq/m2
Cs-137 Inventory 4.940E6Bq/m2

45
50
55
60

40

地表からの深度(cm)

地表からの深度(cm)30

10HGS-10：Cs-134/浪江町下
津島松木山(津島活性化セン
ター)

20

40

20

0

0

イメージング
プレート画像
（拡大図）

10

45
50
55
60

65

65

70

70

75

75

80

80

85

85

90

90

95

95

100

100

105

105

110

110

(b) イメージングプレート画像と濃度分布（HGS-10）
図 4-7 イメージングプレートによる土壌中の放射性物質のコンタミネーション検討例（スライサー壁面での引き摺りやスクレーピングに伴うコンタミネーションは見られない）

2-42

イメージング
プレート画像

計数値(Bq/cm3)0

イメージング
プレート画像
（拡大図）

100

200

計数値(Bq/cm3)

300

400

0

0
2cmまで81%55
10

14cmまで96%

15

80

20

25

25
30cmまで99%30

採取日時：H23/6/14/10:45
Te-129m Inventory 1.510E6Bq/m2
Ag-110m Inventory 2.755E4Bq/m2

30

35

35
40cmまで100%

45

40

HGS-12：Cs-134/浪江町昼
曽根尺石(尺石バス停)

50
55

HGS-12：Cs-137/浪江町昼
曽根尺石(尺石バス停)

60
65

地表からの深度(cm)40

地表からの深度(cm)

60

15

20

HGS-12：Te-129m/浪江町
昼曽根尺石(尺石バス停)

4550

HGS-12：Ag-110m/浪江町
昼曽根尺石(尺石バス停)

55
60
65

採取日時：H23/6/14/10:45
Cs-134 Inventory 7.691E6Bq/m 2
Cs-137 Inventory 8.229E6Bq/m 2

70

引き摺りによるコンタミ
ネーションの痕跡

40

2cmまで86%(Te-129m)/81%(Ag-110m)
4cmまで96%(Te-129m)/92%(Ag-110m)
14cmまで100%6cmまで90%10

スクレーピングに伴うコンタミネーションの痕跡

20

0

70

75

75

80

80

85

85

90

90

95

95

100

100

105

105

110

110

(a) イメージングプレート画像と濃度分布（HGS-12）
イメージング
プレート画像

計数値(Bq/cm3)
0

20

40

60

計数値(Bq/cm3)
80

0

0

イメージング
プレート画像
（拡大図）

5

15

15

20

20

25

25
30cmまで79%

30
35

30
35

HGS-15：Cs-134/浪江町赤宇
木椚平(熊之森山登山道入口)

45

HGS-15：Cs-137/浪江町赤宇
木椚平(熊之森山登山道入口)

50
55
採取日時：H23/6/14/14:30
Cs-134 Inventory 6.879E6Bq/m2
Cs-137 Inventory 7.406E6Bq/m2

40

地表からの深度(cm)40

地表からの深度(cm)152cmまで20%(Te-129m)/25%(Ag-110m)
4cmまで29%(Te-129m)/43%(Ag-110m)
6cmまで35%(Te-129m)/57%(Ag-110m)
18cmまで52%(Te-129m)/82%(Ag-110m)
26cmまで100%1020

引き摺りによるコンタミ
ネーションの痕跡

1052cmまで21%
4cmまで36%6cmまで45%
10cmまで55%
18cmまで64%

10

60

5

0

45

HGS-15：Te-129m/浪江町
赤宇木椚平(熊之森山登山道
入口)
HGS-15：Ag-110m/浪江町
赤宇木椚平(熊之森山登山道
入口)

50
55

採取日時：H23/6/14/14:30
Te-129m Inventory 1.751E6Bq/m2
Ag-110m Inventory 2.584E4Bq/m2

60

65

65

70

70

75

75

80

80

85

85

90

90

95

95

100

100

105

105

110

110

(b) イメージングプレート画像と濃度分布（HGS-15）
図 4-8 イメージングプレートによる土壌中の放射性物質のコンタミネーション検討例（スライサー壁面での引き摺りやスクレーピングに伴うコンタミネーションが見られる）

2-43

イメージング
プレート画像

計数値(Bq/cm3)
0

5

10

15

0
5

イメージング
プレート画像
（拡大図）

10
15
20

2cmまで52%
4cmまで69%
6cmまで78%
14cmまで95%

22cmまで97%

25
30
35

地表からの深度(cm)40
45

30cmまで100%

HGS-20：Cs-134/浪江町津島
水境(高太石山登山道入口)

HGS-20：Cs-137/浪江町津島
水境(高太石山登山道入口)

50
55
60

採取日時：H23/6/15/14:15
Cs-134 Inventory 3.700E5Bq/m2
Cs-137 Inventory 4.121E5Bq/m2

65
70
75
80
85
90
95
100
105
110

スクレーピングに伴うコンタミ
ネーションの痕跡

図 4-9 イメージングプレートによる土壌中の放射性物質のコンタミネーション検討例（スクレーピングに伴うコンタミネーションが見られる）

2-44

(2) 収着分配係数について
表 4-2 に、バッチ式収着試験により得られた土壌に対する Cs+と I−の収着分配係数の測定結果を示す。
○ バッチ式収着試験の結果、表 4-2 に示すように、土壌への Cs＋の収着分配係数 Kd は、2,080～61,000(ml/g)と幅広いデータが得られたものの、多くの Kd は概ね 2,000～20,000(ml/g)の範囲であり、本調査で採取した土壌は全体的にかなり収着性の高い土壌であることが確認された。この結果は、本調査で対象とした土壌が Cs に対して高い保持能力を有していることを示している。一方、I−の収着分配係数 Kd は 0.55～142(ml/g) と幅広いデータが得られたものの、多くの Kd は概ね 20～30(ml/g)の範囲であり、Cs＋と比較して収着性は低いものの、陰イオンであっても一定量は土壌に収着されることを示している。
○ なお、本調査において収着分配係数がばらついた理由としては、土壌構成鉱物（粘土鉱物等）の種類やその含有量、有機物含有量等が土壌の収着特性に影響を及ぼすことによって生じたものと考えられる。

2-45

表 4-2 全 11 地点での土壌（代表２区間の深度）に対するセシウム 137 とヨウ素 131 の収着分配係数の測定結果場所

採取深度 代表深度
ジオスライサー
サンプル番号区間（cm） （cm）
試料番号

収着分配係数（Kd）測定結果
Cs-137

I-131

WGS-1

JAEA H-01-20
JAEA H-01-23

15-20
35-40

17.5
37.5

pH
5.8
6.4

JAEA_KW-YMo（川俣町山木屋大清水）

HGS-2

JAEA H-03-20
JAEA H-03-23

5-15
33-41

10.0
37.0

6.8
7.3

1.51E+04
4.31E+04

6.52E+03
4.14E+04

2
3

6.6 1.25E+00
7.1 5.52E-01

8.73E-02
1.25E-01

3
3

JAEA_NH-KN（二本松市金色）HGS-5

JAEA_NM-STS-1（浪江町下津島松木山）

HGS-9

JAEA H-06-20
JAEA H-06-23
JAEA H-10-20

4-12
21-38
8-19

8.0
29.5
13.5

6.2
6.5
6.7

3.30E+03
6.10E+04
4.01E+03

2.38E+02
9.75E+04
3.56E+02

3
3
3

6.1 1.36E+00
6.5 9.24E-01
6.6 1.20E+01

1.34E-01
1.31E-01
1.90E-01

3
3
3

JAEA_NM-HR（浪江町昼曽根尺石）

HGS-13

JAEA H-10-23
JAEA H-14-20
JAEA H-14-23

55-65
10-25
33-46

60.0
17.5
39.5

6.2
6.5
6.5

2.17E+04
2.16E+03
3.53E+04

1.60E+04
1.08E+02
4.79E+04

3
32

6.2 1.31E+01
6.6 2.08E+01
6.5 2.58E+00

1.54E-01
3.16E-01
1.47E-01

3
3
3

JAEA_NM-AKk（浪江町赤宇木捫平）

HGS-14

JAEA H-15-20
JAEA H-15-23

10-15
30-35

12.5
32.5

6.0
6.0

2.08E+03
2.86E+03

9.85E+01
1.85E+02

3
3

6.1 1.19E+01
6.1 1.03E+01

1.00E-01
1.86E-01

3
3

JAEA_NM-AKt（浪江町赤宇木手七郎）

HGS-18

JAEA_NM-TS（浪江町津島水境）

HGS-21

JAEA H-18-20
JAEA H-18-23
JAEA H-20-20

7-15
29-36
8-18

11.0
32.5
13.0

6.5
6.1
5.8

2.98E+03
7.43E+03
2.24E+03

1.92E+02
1.25E+03
1.19E+02

3
3
3

6.4 9.81E+01
6.2 5.99E+01
5.8 3.08E+01

6.53E-01
5.18E-01
5.13E-01

3
3
3

JAEA_NM-AKs（浪江町赤宇木塩浸）

HGS-23

JAEA H-20-23
JAEA H-24-20

40-50
10-23

45.0
16.5

5.5
5.8

2.37E+03
2.16E+03

1.26E+02
1.10E+02

3
3

5.5 2.33E+01
5.7 1.42E+02

4.12E-01
1.47E+00

3
3

JAEA_NM-STS-2（浪江町下津島松木山）

HGS-24

JAEA H-24-23
JAEA H-25-20
JAEA H-25-23

31-44
5-15
20-30

37.5
10.0
25.0

5.7
5.6
5.6

2.18E+03
2.84E+03
2.97E+03

1.07E+02
1.86E+02
2.03E+02

3
3
3

5.6 1.67E+01
5.6 8.78E+00
5.6 1.30E+01

3.08E-01
1.35E-01
1.65E-01

3
3
3

JAEA_KW-YMk-2（川俣町山木屋小塚）

HGS-26

JAEA H-27-20
JAEA H-27-23

5-15
21-30

10.0
25.5

6.1
7.5

2.88E+03
3.37E+03

1.73E+02
2.40E+02

3
3

6.2 1.84E+01
6.4 2.76E+01

2.08E-01
2.53E-01

3
3

JAEA_KW-YMk-1（川俣町山木屋小塚）

HGS-27

JAEA H-28-20
JAEA H-28-23

10-20
32-43

15.0
37.5

6.5
6.2

1.30E+04
4.24E+04

5.15E+03
8.75E+04

3
3

7.6 1.76E+01
6.1 2.37E+01

1.85E-01
2.25E-01

3
3

JAEA_KW-YMk-2（川俣町山木屋小塚）

Kd (ml/g)
1.87E+04
8.67E+03

誤差（±） 試料数 pH Kd (ml/g)
6.68E+03
3
5.8 4.44E+00
1.63E+03
3
6.2 2.84E+01

誤差（±） 試料数
1.66E-01
3
2.92E-013

誤差（±）：計数率誤差に基づく誤差で、標準偏差に相当。

2-46

(3) 土壌表層付近の見掛けの拡散係数について
表 4-3 に、全 11 地点での表層付近の各放射性物質（Cs-134、Cs-137、Te-129m、Ag-110m）の放射能濃度の分布より求めた見掛けの拡散係数、試料採取時点（平成 23 年 6 月 10～16 日）における各調査地点での地表面への単位面積当たりの放射性物質の沈着量(インベントリー)及び事故発生直後（平成 23 年 3 月 15 日 17：00）における各調査地点での地表面への単位面積当たりの放射性物質の沈着量(インベントリー)の推定結果を示す。
○ 土壌表層の見掛けの拡散は、各放射性物質の収着や土壌の幾何学的な遅延を含んだ非定常状態の拡散係数である。本調査で得られた土壌表層付近の濃度分布に対して、放射性物質の減衰を考慮した Fick の第 2 法則に基づいた非定常の拡散方程式を最小二乗適合させて、各放射性物質に対する見掛けの拡散係数を決定した。
次式に Fick の第 2 法則と、初期条件及び境界条件に対する解析解を示す。

∂ C ( x, t )∂ 2 C ( x, t )
= Da
−λC
∂t
∂ x2

初期条件

C ( x, t ) = 0, t = 0, x ≠ 0
境界条件

C ( x, t ) = 0, t > 0, |x |= ∞M=∞

∫ C ( x, t ) dx
0

C ( x, t ) =⎛ x2 ⎞
M
exp ⎜ −
⎟ exp ( −λ t )π Da t⎝ 4 Da t ⎠（式 4-2 ）

ここで、C(x,t)：時刻 t、地表面からの距離 x における濃度（単位体積当たりの放射性物質の放射能）
M：初期の単位面積当たりの放射性物質の放射能
t：時間（沈着した時からの経過時間）
Da：見掛けの拡散係数
x：距離（地表面から深度方向の距離）λ：崩壊定数（0.693 を半減期で除した値）

2-47縦軸に濃度（土壌の単位体積中の放射能）の対数、横軸に深度方向の距離の二乗を取って図4-5、4-6 から得られた深度別の放射能濃度分布の結果をプロットし、上記の解析解を最小二乗適合させることにより、その傾きと経過時間（3 月 15 日 17 時から土壌を採取した時間までの経過時間）から式 4-2 と比較して、見掛けの拡散係数を決定した。
○ その結果、表 4-3 に記載したように、本調査において得られた土壌表層付近の見掛けの拡散係数 Da は、放射性物質の種類に関わらず、6.5×10-12～1.5×10-10(m2/s) の範囲にあり、元農地と推定される土壌(HGS-1, 15, 16, 19, 20, 25, 28)の 5 地点 7 試料を除けば、多くの土壌の Da は 1×10－11(m2/s)付近であった。
○ また、見掛けの拡散係数を整理した結果、表 4-3 に示すように元農地と推定される土壌に対する拡散係数 Da（1.0×10-11～1.5×10-10(m2/s)）の方が、それ以外の土壌に対する拡散係数
Da（6.5×10-12～4.4×10-11(m2/s)）よりも大きい傾向が見られた。
○ 一方、土壌に対する収着分配係数と土壌の幾何学因子を総合して見積られる見掛けの拡散係
数 Da は、Cs＋や銀イオン（Ag＋）等の陽イオンに対しては、本調査で得られた収着分配係数の平均値（Kd=10,000(ml/g)程度）を用いると、1×10-14～1×10-13(m2/s)程度であった。また、
テルル(以下、「Te」という)等の陰イオン（HTeO3-ないし TeO32-）に対しても同様に、本調査で得られた収着分配係数の平均値（Kd=20(ml/g)程度）を用いると、見掛けの拡散係数 Da は
1×10-12～1×10-11(m2/s)程度と算出されることから、陽イオンと陰イオンでは 1～3 桁程度
拡散係数が異なるものと考えられる。
Cs や Ag 等の陽イオンがこの拡散係数で平均的に土壌中を移動したとすれば、事故発生か
ら 3 ヶ月後の放射性物質の放射能濃度分布は、上述の放射性物質の減衰を考慮した Fick の第 2 法則(式 4-2)に基づけば、地表面から 1～3mm 程度、また、Te 等の陰イオンがこの拡散係数で移動したとすれば、3 ヶ月後の濃度分布は地表面から 1～3cm 程度と見積られ、土壌中の放射能濃度の濃度勾配に伴う拡散の影響が小さいことが確認された。
○ しかしながら、本調査では、表 4-3 に示すように、放射性物質の種類に関わりなく、即ち、陽イオンと陰イオンに関わりなく同程度の拡散係数（Da=6.5×10-12～1.5×10-10(m2/s)、平均：Da=2.7×10-11(m2/s)）であったことから、これらの土壌表層付近の濃度分布から導出された拡散係数は、雨が降った際、雨水が土壌表面へ浸み込む際に生じる移流（水の流れ）による分散の効果が支配的であると考えられる。

2-48

表 4-3 全 11 地点での表層付近の核種の見掛けの拡散係数、試料採取時（H23 年 6/10～16 日）
及び事故発生直後（H23 年 3/15 日 17:00）の単位面積当たりの沈着量
調査地点

KW-YMk-2（川俣町
山木屋小塚（山木屋
公民館駐車場））

ジオスラーサー 土地利用状況に
試料番号基づく土壌区分WGS-1

KW-YMo（川俣町山木屋大清
水（山木屋駐在所））

HGS-1

KW-YMk-2（川俣町
山木屋小塚（山木屋
公民館））

HGS-3

NH-KN
（二本松市金色（二本松市役所駐車
場））

HGS-4

地表面土壌

地表面土壌

地表面土壌

HGS-10

HGS-11

NM-AKk（浪江町赤宇木椚平（熊之森山登山道入口））

1.10E+05 100K-300K

Cs-137

1.71E-11

1.13E+05 100K-300K

1.14E+05 100K-300K

Cs-134

1.04E-11

5.71E+05 300K-600K

6.19E+05 600K-1000K

Cs-137

1.05E-11

5.98E+05 300K-600K

6.01E+05 600K-1000K

Cs-134

4.43E-11

6.77E+05 600K-1000K

7.34E+05 600K-1000K

H23/6/11/16:10 Cs-137

4.31E-11

7.32E+05 600K-1000K

7.36E+05 600K-1000K

Te-129m（Te-129）

9.85E-11

1.34E+05 100K-300K

8.20E+05 600K-1000K

Cs-134

3.00E-11

8.61E+05 600K-1000K

9.34E+05 600K-1000K

Cs-137

3.05E-11

9.42E+05 600K-1000K

9.47E+05 600K-1000K

Cs-134

7.36E-12

2.88E+06 1000K-3000K

3.13E+06 3000K ＜H23/6/13/10:10 Cs-137

7.42E-12

3.91E+06 3000K ＜3.11E+06 3000K ＜Te-129m（Te-129）

9.23E-12

1.34E+05 100K-300K

3.60E+06 3000K ＜Cs-134

1.05E-11

4.50E+06 3000K ＜4.88E+06 3000K ＜H23/6/13/11:15 Cs-137

1.03E-11

4.94E+06 3000K ＜4.97E+06 3000K ＜Te-129m（Te-129）

1.09E-11

8.81E+05 600K-1000K

5.61E+06 3000K ＜Cs-134

6.52E-12

1.19E+07 3000K ＜1.29E+07 3000K ＜Cs-137

6.52E-12

1.25E+07 3000K ＜1.26E+07 3000K ＜Te-129m（Te-129）

6.69E-12

2.43E+06 1000K-3000K

1.58E+07 3000K ＜Ag-110m

6.70E-12

4.51E+04 30K-60K

5.80E+04 30K-60K

Cs-134

1.90E-11

7.69E+06 3000K ＜8.36E+06 3000K ＜Cs-137

1.91E-11

8.23E+06 3000K ＜8.28E+06 3000K ＜9.81E+06 3000K ＜H23/6/12/10:00

H23/6/14/10:45

H23/6/14/14:30

Te-129m（Te-129）

1.17E-11

1.51E+06 1000K-3000K

Ag-110m

1.25E-11

2.76E+04 10K-30K

3.54E+04 30K-60K

Cs-134

1.45E-10

6.88E+06 3000K ＜7.49E+06 3000K ＜Cs-137

1.47E-10

7.41E+06 3000K ＜7.45E+06 3000K ＜Te-129m（Te-129）

3.05E-11

1.75E+06 1000K-3000K

1.14E+07 3000K ＜Ag-110m

1.11E-10

2.58E+04 10K-30K

3.33E+04 30K-60K

Cs-134

1.64E-11

9.29E+06 3000K ＜1.01E+07 3000K ＜Cs-137

1.62E-11

1.01E+07 3000K ＜1.01E+07 3000K ＜Te-129m（Te-129）

1.31E-11

2.10E+06 1000K-3000K

1.37E+07 3000K ＜Ag-110m

5.41E-11

3.05E+04 30K-60K

3.93E+04 30K-60K

Cs-134

8.39E-12

5.22E+06 3000K ＜5.68E+06 3000K ＜農耕地相当土壌

HGS-16

NM-AKs（浪江町赤宇木塩
浸）1.01E+05 100K-300K

地表面土壌

HGS-15NM-TS（浪江町津島水境（高太石山登山道入口））

1.70E-11

H23/6/14/10:16

HGS-12

NM-AKt（浪江町赤宇木手七郎（手七郎集会所））

Cs-134
H23/6/10/10:45

地表面土壌

NM-HR
（浪江町昼曽根尺石（尺石バス停））

見掛けの拡散 試料採取時点で 試料採取時点での H23/3/15/17:00時 H23/3/15/17:00時点での単位面積当た 単位面積当たりのイ 点での単位面積当 の単位面積当たりのイ
放射性物質 （分散）係数Da
りのインベント ンベントリーのMAP たりのインベント ンベントリーのMAP上
2（m /s）
22
2
2
リー（Bq/m ）上の範囲（Bq/m ）リー（Bq/m ）の範囲（Bq/m ）農耕地相当土壌 H23/6/11/10:30

HGS-8
NM-STS-1（浪江町下津島松木山（津島活性化セン
ター））

採取日時

HGS-17

H23/6/14/15:15

地表面土壌

HGS-19H23/6/15/10:30 Cs-137

8.36E-12

5.71E+06 3000K ＜5.75E+06 3000K ＜Te-129m（Te-129）

8.16E-12

9.51E+05 600K-1000K

6.31E+06 3000K ＜Cs-134

1.31E-11

6.41E+05 600K-1000K

6.97E+05 600K-1000K

Cs-137

1.29E-11

7.07E+05 600K-1000K

7.11E+05 600K-1000K

Cs-134

2.17E-11

3.70E+05 300K-600K

4.03E+05 300K-600K

Cs-137

2.21E-11

4.12E+05 300K-600K

4.15E+05 300K-600K

Cs-134

2.55E+06 1000K-3000K

2.78E+06 1000K-3000K

H23/6/16/10:00 Cs-137

2.77E+06 1000K-3000K

2.78E+06 1000K-3000K

H23/6/15/13:30
農耕地相当土壌

HGS-20

HGS-22

H23/6/15/14:15

地表面土壌

Te-129m（Te-129）
Cs-134

NM-STS-2（浪江町下津島松木
山（中ノ森山登山道
入口））

HGS-25KW-YMk-1（川俣町山木屋小塚（国道脇））

HGS-28

農耕地相当土壌 H23/6/16/11:30 Cs-137

1.03E-11

1.88E+05 100K-300K

1.27E+06 1000K-3000K

2.57E+06 1000K-3000K

2.80E+06 1000K-3000K

1.05E-11

2.76E+06 1000K-3000K

2.77E+06 1000K-3000K

Te-129m（Te-129）

1.35E-11

4.52E+05 300K-600K

3.06E+06 3000K ＜Cs-134

2.46E-11

4.34E+05 300K-600K

4.73E+05 300K-600K

Cs-137

2.46E-11

4.71E+05 300K-600K

4.73E+05 300K-600K

農耕地相当土壌 H23/6/16/15:00

2-49

(4) 試料採取時点（平成 23 年 6 月 10～16 日）及び事故発生直後（平成 23 年 3 月 15 日 17:00）の単位面積当たりの沈着量の推定結果について
図 4-10～図 4-13 において、各調査地点での試料採取時点の Cs-134、Cs-137、Te-129m、及びAg-110m の地表面への沈着量について、図 4-14～図 4-17 において、
事故発生直後における Cs-134、Cs-137、Te-129m、及び Ag-110m の地表面への沈着量の推定値について、平成 23 年 6 月 16 日に文部科学省から公表された「文部科学省及び米国エネルギー省による第２次航空機モニタリングの測定結果について」[11]の地表面における Cs-134、Cs-137 蓄積量（平成 23 年 5 月 26 日現在に換算）の分布状況を示したマップ上にプロットしたものを示す。
○ 各地点における地表面への放射性物質の沈着量（単位面積当たりの放射能）は、試料採取時点については、各地点で得られた深度方向の濃度分布（単位体積中の放射能）を積算することで求め、事故発生直後については、それらを半減期補正することで求めた。
○ 図 4-10～図 4-17 によれば、航空機モニタリングの結果[11]から放射性セシウムの沈着量が多いと評価されている地域では、本調査において評価された試料採取時点及び事故発生直後の単位面積当たりの沈着量の推定結果においても同様に高い傾向であり、全体的に整合していることが確認された。
○ また、図 4-18 から見られるように、放射性物質の通り道となったと考えられる、請戸川に沿って走る国道 114 号線を川俣町から浪江町へ向かうにつれて、放射性物質の沈着量も増加していることが確認された。なお、放射性物質の沈着量が多く、空間線量率が高い浪江町昼
曽根尺石、赤宇木椚平、赤宇木下津島松木山などの地区では Te-129m も検出された。更に、
Ag-110m は空間線量率が高く、放射性物質の沈着量が多い赤宇木椚平地区と昼曽根尺石地区
でのみ確認された。
○ 事故発生直後の放射性物質の沈着量を試算した結果、表 4-3 に記載したとおり、二本松市金色の市役所前の調査地点では、Cs-134 で約 930kBq/m2、Cs-137 で約 950kBq/m2 であり、川俣町山木屋地区（Cs-134 と Cs-137 共に 110～740kBq/m2）や浪江町津島水境地区（Cs-134 とCs-137 共に 400～710kBq/m2）と同程度か若干多目の放射性物質の沈着量であったと推定される。なお、現状において、山木屋地区や津島水境地区の空間線量率が二本松市の調査地点よりも高くなっている理由は、・ 放射性セシウムの沈着量が広がっている面積が二本松市の方が狭く局地的であること
・ 周辺において、その地点より高い放射性セシウムの沈着量が広がっている地区（下津島
松木山地区等）に山木屋地区や津島水境地区が隣接していること
・ 山木屋地区や津島水境地区は狭い谷状の地形であるため、周囲からの放射線の影響を受け易いことにより、山木屋地区や津島水境地区は、二本松市よりも空間線量率が高くなっているものと推定される。更に、二本松市の調査地点が、駐車場と空き地（草地）の境界部で窪地であるため、駐車場や隣接住宅地からの表層水が流れ込みやすい構造となっており、放射性物
質が表層水と共に集まり、その過程で土壌に沈着したことも局地的に放射性物質の沈着量を押し上げた一因として推定される。
2-50

平面的な広がりを持つ線源に対する空間線量率は、周囲からの放射線の影響を受けた結果として測定されるため、局地的に放射性物質が沈着したとしても、局地的に沈着した場所の面積や線源の強さによっても依存するが、周囲からの影響によって打ち消され、低い空間線量率となることがある。従って、逆に局地的な沈着の影響を受けて高い空間線量率を示す場
合もある。二本松市の調査地点は前者の影響と考えられる。

2-51

文部科学省及び米国DOEによる航空機モニタリング結果
浪江町赤宇木手七郎

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平浪江町昼曽根尺石
二本松市金色Cs-134の単位面積当たりのインベントリー （Bq/m2）[試料採取時点（平成23年6月10～16日）]

川俣町山木屋大清水
川俣町山木屋小塚-2
川俣町山木屋小塚-1
浪江町津島水境

浪江町下津島松木山-2
浪江町下津島松木山-1

3000k＜1000k – 3000k
600k – 1000k
300k – 600k
100k – 300k
60k – 100k
30k – 60k
10k – 30k

図 4-10 試料採取時点における各地点での地表面への沈着量の推定結果（セシウム 134）

文部科学省及び米国DOEによる航空機モニタリング結果
浪江町赤宇木手七郎

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平浪江町昼曽根尺石
二本松市金色Cs-137の単位面積当たりのインベントリー （Bq/m2）[試料採取時点（平成23年6月10～16日）]

川俣町山木屋大清水
川俣町山木屋小塚-2
川俣町山木屋小塚-1
浪江町津島水境

浪江町下津島松木山-2
浪江町下津島松木山-1

3000k＜1000k – 3000k
600k – 1000k
300k – 600k
100k – 300k
60k – 100k
30k – 60k
10k – 30k

図 4-11 試料採取時点における各地点での地表面への沈着量の推定結果（セシウム 137）2-52

文部科学省及び米国DOEによる航空機モニタリング結果
浪江町赤宇木手七郎

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平浪江町昼曽根尺石
二本松市金色Te-129mの単位面積当たりのインベントリー （Bq/m2）[試料採取時点（平成23年6月10～16日）]

川俣町山木屋大清水
川俣町山木屋小塚-2
川俣町山木屋小塚-1
浪江町津島水境

浪江町下津島松木山-2
浪江町下津島松木山-1

3000k＜1000k – 3000k
600k – 1000k
300k – 600k
100k – 300k
60k – 100k
30k – 60k
10k – 30k
不検出

図 4-12 試料採取時点における各地点での地表面への沈着量の推定結果（テルル 129m）

文部科学省及び米国DOEによる航空機モニタリング結果
浪江町赤宇木手七郎

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平浪江町昼曽根尺石
JAEA_NH-KN
二本松市金色Ag-110mの単位面積当たりのインベントリー （Bq/m2）[試料採取時点（平成23年6月10～16日）]

JAEA_KW-YMo
川俣町山木屋大清水
JAEA_KW-YMk-2
川俣町山木屋小塚-2
JAEA_KW-YMk-1
川俣町山木屋小塚-1
JAEA_NM-TS
浪江町津島水境

浪江町下津島松木山-2
浪江町下津島松木山-1

3000k＜1000k – 3000k
600k – 1000k
300k – 600k
100k – 300k
60k – 100k
30k – 60k
10k – 30k
不検出

図 4-13 試料採取時点における各地点での地表面への沈着量の推定結果（銀 110m）

2-53文部科学省及び米国DOEによる航空機モニタリング結果
浪江町赤宇木手七郎

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平浪江町昼曽根尺石
JAEA_NH-KN
二本松市金色Cs-134の単位面積当たりのインベントリー （Bq/m2）[平成23年3月15日17時00分
時点の値に換算]

JAEA_KW-YMo
川俣町山木屋大清水
JAEA_KW-YMk-2
川俣町山木屋小塚-2
JAEA_KW-YMk-1
川俣町山木屋小塚-1
JAEA_NM-TS
浪江町津島水境

JAEA_NM-STS-2
浪江町下津島松木山-2
浪江町下津島松木山-1

3000k＜1000k – 3000k
600k – 1000k
300k – 600k
100k – 300k
60k – 100k
30k – 60k
10k – 30k

図 4-14 事故発生直後における各地点での地表面への沈着量の推定結果（セシウム 134）

文部科学省及び米国DOEによる航空機モニタリング結果
浪江町赤宇木手七郎

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平浪江町昼曽根尺石
JAEA_NH-KN
二本松市金色Cs-137の単位面積当たりのインベントリー （Bq/m2）[平成23年3月15日17時00分
時点の値に換算]

JAEA_KW-YMo
川俣町山木屋大清水
JAEA_KW-YMk-2
川俣町山木屋小塚-2
JAEA_KW-YMk-1
川俣町山木屋小塚-1
JAEA_NM-TS
浪江町津島水境

浪江町下津島松木山-2
浪江町下津島松木山-1

3000k＜1000k – 3000k
600k – 1000k
300k – 600k
100k – 300k
60k – 100k
30k – 60k
10k – 30k

図 4-15 事故発生直後における各地点での地表面への沈着量の推定結果（セシウム 137）2-54

文部科学省及び米国DOEによる航空機モニタリング結果
浪江町赤宇木手七郎

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平浪江町昼曽根尺石
JAEA_NH-KN
二本松市金色Te-129mの単位面積当たりのインベントリー （Bq/m2）[平成23年3月15日17時00分
時点の値に換算]

JAEA_KW-YMo
川俣町山木屋大清水
JAEA_KW-YMk-2
川俣町山木屋小塚-2
JAEA_KW-YMk-1
川俣町山木屋小塚-1
JAEA_NM-TS
浪江町津島水境

JAEA_NM-STS-2
浪江町下津島松木山-2
浪江町下津島松木山-1

3000k＜1000k – 3000k
600k – 1000k
300k – 600k
100k – 300k
60k – 100k
30k – 60k
10k – 30k
不検出

図 4-16 事故発生直後における各地点での地表面への沈着量の推定結果（テルル 129m）

文部科学省及び米国DOEによる航空機モニタリング結果
浪江町赤宇木手七郎

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平浪江町昼曽根尺石
JAEA_NH-KN
二本松市金色Ag-110mの単位面積当たりのインベントリー （Bq/m2）[平成23年3月15日17時00分
時点の値に換算]

JAEA_KW-YMo
川俣町山木屋大清水
JAEA_KW-YMk-2
川俣町山木屋小塚-2
JAEA_KW-YMk-1
川俣町山木屋小塚-1
JAEA_NM-TS
浪江町津島水境

JAEA_NM-STS-2
浪江町下津島松木山-2
JAEA_NM-STS-1
浪江町下津島松木山-1

3000k＜1000k – 3000k
600k – 1000k
300k – 600k
100k – 300k
60k – 100k
30k – 60k
10k – 30k
不検出

図 4-17 事故発生直後における各地点での地表面への沈着量の推定結果（銀 110m）

2-55

（Ａ） 事故発生直後の各調査地点での放射性物質の沈着量の推計結果（セシウム134）（Ｂ） 事故発生直後の各調査地点での放射性物質の沈着量の推計結果（セシウム137）（Ｃ） 事故発生直後の各調査地点での放射性物質の沈着量の推計結果（テルル129ｍ）（Ｄ） 事故発生直後の各調査地点での放射性物質の沈着量の推計結果（銀110ｍ）

図 4-18 事故発生直後の各調査地点での放射性物質の沈着量2-564.1.6 本調査結果における課題(1) 収着分配係数について○ 本調査では、土壌に対する放射性物質の収着分配係数にバリエーションが見られる。これは、土壌構成鉱物（粘土鉱物等）の種類やその含有量、有機物含有量等が土壌への収着特性に影響を及ぼしたためと考えられる。
○ 今後、土壌表層付近での土壌中における放射性物質の収着現象及び移行挙動を解明し、放射性物質の移行量を定量的に解析するためには、土壌構成鉱物の種類やその含有量、有機物含有量等の分析、各構成鉱物や土壌の基本特性（CEC（陽イオン交換容量）や AEC（陰イオン交換容量）等）の把握、それらと収着分配係数との関係の他、構成鉱物や土壌からの放射性物質の脱離挙動等について調査し解明する必要がある。特に CEC と AEC は、それぞれ、陽イ
オンと陰イオンがどの程度イオン交換によって土壌に取り込まれ得るかを表す指標（100g当たりの試料に対する当量で表す）であり、陽イオンが支配的である Cs や陰イオンが支配的である I に対する土壌の保持能力（収着能力）や収着メカニズムを見極める重要なパラメータであると共に、脱着メカニズム（剝れるメカニズム）を理解する上でも重要である。また、土壌の湿潤状態や乾燥状態は、固相（土壌）と液相（間隙水）の割合に影響を及ぼすことから、放射性物質の移行経路や収着分配係数に影響を及ぼす可能性があり、解析や解釈する場合においてはこれらの影響を考慮する必要がある。
(2) 土壌表層付近の見掛けの拡散係数について○ 本調査においては、土壌表層付近の放射性物質の見掛けの拡散係数を導出し、その結果から、事故発生から 3 ヶ月経過した 6 月中旬時点における放射性物質の濃度分布は、基本的に土壌表層から概ね 5cm 以内に分布していること、元農地と推定される土壌に対しては表層 14cm以内に分布していることが確認された。また、本結果に加え、ジオスライサー調査による実際の土壌の深度別の放射性物質の分布状況の結果を総合すると、現時点においては、放射性物質は地表土壌に対しては地表面から概ね 5cm 以内、元農地と推定される土壌に対しては地
表面から概ね 15cm 以内にほぼ全量が存在していることが確認された。
○ しかしながら、本調査で導出した拡散係数で平均的に移動するならば、時間の経過に伴い徐々に深部へ移動することも予想されるため、時間の経過に合わせて調査深度を深くする必要が生じてくる可能性を示している。
○ 一方で、これらの移行メカニズムについては、今回の 1 回の調査では収着の可逆性ないし不可逆性等が明らかになっていないため、本調査研究で導出した拡散係数で平均的に放射性物質が移動するかどうかについては不確実性が残る。そこで、データやメカニズムの信頼性向
上の側面から、複数回の経過調査に基づく必要がある。
○ また、本調査における、多くの深度別の放射性物質の濃度分布は、土壌表層付近ないし土壌中の堆積有機質層の存在と関係があると考えられた。これらの関係は土壌への放射性物質の収着分配係数と密接に関係することから、放射性物質の収着・固定化、脱離、移行の観点か
ら長期的側面で移行を予測評価する場合は、これらの関係について定量的に調査する必要が
ある。
2-57

(3) ヨウ素 131 の沈着量の推定について○ 今回の調査研究では、I-131 は検出下限値以下であったため、直接、沈着量を評価することはできなかったが、事故に伴って発電所から放出された推定放出量を見ると Cs-134 やCs-137 を遥かに上回っており、I-131 の空間線量率（1cm 線量当量率係数）に及ぼす寄与の程度を考えると、初期の空間線量率に及ぼす影響は放射性セシウムをしのぐ程大きいものと考えられる。
○ 現在、文部科学省では、I-129 と I-131 の沈着量の比率から試算する手法やこれまでの文部科学省による測定結果から試算する手法が検討されているが、ある時点での土壌中のCs-134 や Cs-137 と I-131 の放射性物質の濃度比を調査（文部科学省公開土壌データ等）し、その比を現地調査の実施日（ないし指定換算日）に半減期補正して統計的な比を算出し、それに現地調査から得られた Cs-134 と Cs-137 の放射性物質の濃度を考慮することで統計的に推定することは可能であると考えられる。
○ 具体的には、平成 23 年 3 月 15 日以降実施されている土壌中の放射性物質の内、Cs-134 とCs-137 の単位重量当たりの蓄積量と I-131 の単位重量当たりの蓄積量の比を調査し、統計的な比を算出する（測定日時毎に整理）。これを各現地調査実施日（ないし指定換算日）に
放射性物質毎に半減期補正し、その時点での比（統計的な比）を算出する。現地調査からはCs-134 と Cs-137 の単位面積当たりの沈着量を取得できることから、その比に基づいて各現地調査実施日（ないし指定換算日）時点での I-131 の単位重量当たりの沈着量を算出できる。
更に、初期（平成 23 年 3 月 15 日 17:00 時点）の I-131 の単位面積当たりのインベントリー
については、現地調査実施日（ないし指定換算日）における単位重量当たりの沈着量を初期の時点まで半減期補正し、それに土壌の湿潤密度を考慮することで推定できる。
但し、両 Cs と I-131 の単位重量当たりの蓄積量の比について、ある一定日時への換算値
が統計的に相関しない場合、即ち、一定の比率に収束しない場合やばらつきが大きい場合は誤差が増幅されるなど、取扱いに注意が必要である。このような場合、条件により比率が異なることを意味しているが、地域や条件を限定することなどによりグルーピングできる可能性もある。
○ その他の方法として、I-131 の場合、ある時点での地表面からの定量的な濃度分布データが存在すれば、初期の時点からその時点までの濃度分布に合うような初期のインベントリーを逆解析で導出することもできる。
○ I-131 の初期の単位面積当たりの沈着量については、今後上記のデータについて調査し、算出することとする。
(4)

ジオスライサー押込み時の外側引き摺りやスクレーピングに伴うコンタミネーションについて○ 本調査においては、ジオスライサー押込み時の外側引き摺りに伴うコンタミネーションが複数試料において見られたこから、深部における濃度分布の定量的な評価については不確実性が発生する原因となり、放射性物質の深部別の濃度分布について、定量的な解析ができなか
った。
2-58

○ 他方で、現状の方法では、深度方向において、ボーリング掘削を含めてロッドやスライサー
壁面と土壌との間に摩擦が発生するため、この影響を完全に払拭することはできない。そこで、今後の調査では、ボーリングの孔径やスライサーの厚さを大きくし、ロッドやスライサ
ー壁面付近の土壌を除去するないしは採取しない等、コンタミネーションを除去することにより、それらの課題を改善する必要がある。
4.1.7 本調査のまとめ
本調査においては、福島第一原発の事故に伴い放出された放射性物質の分布状況等に関する調査研究（放射線量等分布マップの作成）に資する測定結果を提供するため、土壌中の放射性物質（Cs-134、Cs-137、I-131 等の空間線量率に影響を及ぼす核種）の深度方向の分布状況等について調査した。調査は、平成 23 年 6 月 10～16 日（事故発生以来約 3 ヶ月経過）にかけて、福島県の全 11 地点において土壌中の放射性物質の深度方向の分布状況等に関する現地調査を実施した。
その結論は以下の通りである。
(1) 調査を実施した 6 月中旬時点においては、Cs-134 と Cs-137（両核種共ほぼ同程度の放射能）
が空間線量率を決定する支配的な核種であった。今後の空間線量率評価においては Cs-134 とCs-137 が重要な核種であると言える。
(2) 調査から求められた、土壌表層付近の収着分配係数は陽イオンと陰イオンで大きく異なるにもかかわらず、見掛けの拡散係数が同程度であったことから、表層付近の拡散係数は、雨が降った際、雨水が土壌表面へ浸み込む際に生じる移流による分散の効果が支配的であると考えられる。また、これらの拡散係数から計算される濃度分布は、事故発生から 3 ヶ月経過した 6 月中旬時点で表層 4～15cm 程度と見積られる。
(3) ジオスライサーで採取された土壌の放射能濃度の測定結果と上記で説明した拡散係数から計算される深度方向の放射能濃度分布の結果を総合すると、事故発生から 3 ヶ月経過時点での放射性物質の深度分布は、地表面土壌及び元農地と推定される土壌においても 15cm 程度であると言える。
(4) 深度方向の濃度分布から求めた事故発生直後（平成 23 年 3 月 15 日 17：00）の単位面積あたりの放射性物質の沈着量は、放射性プルームが通過したと考えられる、請戸川沿いの国道 114号線を福島第一原発方面へ向かうにつれて増加し、その程度もこれまでの土壌モニタリング
結果とも整合した。
今後の課題として、以下のことが挙げられる。
(1) 土壌に対する核種の収着分配係数にばらつきが見られた。今後、土壌表層付近での土壌構成
鉱物の種類やその含有量、有機物含有量等の分析、各構成鉱物や土壌の基本特性（CEC（陽イオン交換容量）や AEC（陰イオン交換容量）等）の把握、それらと分配係数との関係の他、構
成鉱物や土壌からの放射性物質の脱離挙動等について調査し解明する必要がある。
(2) 移行メカニズムについて、収着・遅延の可逆性ないし不可逆性等が明らかとなっていないた
め、現状 1 回の調査では不確実性が残る。このため、複数回の経過調査が必要である。また、

2-59

移動遅延現象が不可逆な現象か可逆な現象かについても調査し確認する必要がある。
(3) 検出下限値以下であった I-131 については、事故に伴って発電所から放出された推定放出量を見ると Cs-134 や Cs-137 を遥かに上回っている。直接的な分析データが無い場合においても他の方法により推定することが可能であることから、今後、データを調査し、初期の空間線量率を評価する必要がある。
(4)ジオスライサー押込み時の外側引き摺りに伴うコンタミネーションが不確実性の原因となった。今後の調査では、ボーリングの孔径やスライサーの厚さを大きくし、ロッドやスライサ
ー壁面付近のコンタミネーションの原因となる土壌を除去するないしは採取しない等、それらの課題を改善する必要がある。

2-60

引用文献
[1]（社）日本原子力学会：㈳日本原子力学会標準 収着分配係数の測定方法―浅地中処分のバリア材を対象としたバッチ法の基本手順：2002，AESJ-SC-F003：2002(2002).
[2]文部科学省：文部科学省及び米国エネルギー省航空機による航空機モニタリングの測定結果について、平成 23 年 5 月 6 日.
[3]武部慎一、阿部昌義：分配係数に関するデータベースの開発 (1)分配係数データの収集、JAEA-Data/Code 2001-005、日本原子力研究所技術報告書(2001).
[4]日本原子力研究開発機構：SDB（Sorption Database）、”http://migrationdb.jaea.go.jp//”.
[5]文部科学省：東京電力株式会社福島第１及び第２原子力発電所周辺のダストサンプリング、環境試料及び土壌モニタリングの測定結果．
“http://www.mext.go.jp/a_menu/saigaijohou/syousai/1304006.htm” < ア ク セ ス 日 時
2011-7- 19、9:00>[6]文部科学省：環境試料採取法(1983).
[7]松井健：土壌地理学序説、築地書館(1988).
[8]アイソトープ輸送ガイド：“http://www.jiras.or.jp/index.cfm/6,0,133,163html”.
[9]日本規格協会：JIS A 1202:1999 土壌粒子の密度試験方法(1999).
[10]例えば、佐藤治夫：堆積岩系岩石マトリクス中の拡散移行過程に関する研究：砂岩微細間隙
中での Cs 及び I の拡散移行挙動と固液界面モデル、核燃料サイクル開発機構技術報告書 JNC
TN1400 2002-022(2003).
[11]文部科学省：文部科学省及び米国エネルギー省による第２次航空機モニタリングの測定結果について、平成 23 年 6 月 16 日.

2-61

4.2 鉄パイプ（円筒管）を用いた土壌中深さ方向における放射性物質の放射能濃度の分布状況の確認調査
谷畑勇夫、藤原守、斉藤敬（大阪大学）4.2.1 本調査の目的
福島第一原発事故による放射性物質は、原子炉から放出された後、大気中を拡散し、相当部分が土壌に降り注いだ。中でも放出された放射性物質は、特に降雨がある場合にその沈着が顕著であると考えられる。空気中では粉じん等に付着していた放射性物質が土壌の上に水滴等とともに接触し、その一部は土壌に吸着され、またその一部は土壌に浸透していく。放射性核種によっては、土壌中への水の浸透に伴い放射性物質も地中深くに運ばれる可能性がある。また、初期の沈着と浸透に加えその後の降雨などの影響により、水分が土中に浸透するため放射性物質がさらに
地中深く運ばれる可能性もある。このように土壌中に放射性物質の浸透が進み、地下水に放射性物質が運ばれる可能性があるかどうかを知ることは、今後の放射性物質の影響を評価する上で重要である。
また、福島第一原発事故による、放射性物質の大量の放出が終わっている現在、生活圏での空間放射線量は土壌中の放射性物質（主に放射性セシウム）が放射するガンマ線、森林などの木に付着している放射性物質から放射されるガンマ線、及びその他の人工構造物に沈着した放射性物
質から放射されるガンマ線が主要因として挙げられる。中でも土壌から放射されるガンマ線の影
響については、空間線量率が放射性物質の深さ方向の分布と明確な関係があるため、今後、生活圏での放射線量の変化を理解するためには土壌中での放射性物質の平面的な沈着分布に加えて深さ方向の立体的な情報が重要になる。さらに、放射性物質の深さ分布が時間とともにどのように変化するかを調べることにより、放射性物質の地中への移行状況が明らかになり、将来の放射性物質の分布を予測する上でも重要な知見が得られることになる。
4.2.2 本調査の概要
このような観点から、土壌中深さ方向における放射性物質の放射能濃度の分布状況を確認する
ため、本調査では、平成 23 年 6 月期に鉄パイプを用いて、土壌コア試料を採取し、土壌深さ方向の放射性物質の計数率を測定した。4.2.1 に述べたように、放射性物質の深さ方向の分布は降雨などの影響を受けて今後変化する可能性があるため、本調査で得られたデータは今後の浸透状況を理解するための初期値を与えることになる。チェルノブイリ原発事故等に関するこれまでの例
では、地表に沈着した放射性物質は時間とともに地中に移行し、深さ方向に指数関数に従って濃度が減少する分布を示すことが多い。今回の事故の場合も同様な傾向がみられるのか、また、地中への浸透の程度がどの程度あるのかを知ることは、線量評価や将来予測の観点から重要である。
本調査では、深さ方向に十分な余裕を持って初期値を知るため、土壌深さ方向に 20cm 程度の深さの土壌試料を採取できるように、30cm の鉄パイプを用いて土壌コア試料の採取を行った。
採取した土壌コア試料は、大阪大学の核物理研究センターのゲルマニウム半導体検出器(以下、「Ge 半導体検出器)という)を用いて、5mm または 10mm の間隔でガンマ線のスペクトルを測定し、セシウム 134(以下、「Cs-134」という)とセシウム 137（以下、「Cs-137」という）から放出され2-62

るガンマ線のピークの計数率から深さ方向への浸透分布を決定した。今回採取した土壌試料ではヨウ素 131（以下、「I-131」という）のエネルギースペクトルのピークは見られるものがあったが、深さ分布が得られる程度の結果は測定できなかった。他方で、図 4-11 で示す予備調査のデー
タでは、一部の試料で I-131 も検出されているが、その深さ分布に放射性セシウムとの大きな違いは見られなかった。
そこで、長期的な放射性物質の移動を知るのが目的であることも考慮し、放射性セシウムについてのみ詳細測定を行うこととした。
なお、本調査の前の 5 月初旬に予備調査により得られた、土壌深さ方向での放射性物質の放射能濃度の分布状況調査の結果では、図 4-12 に示すように、福島第一原発事故により沈着した主な放射性物質である I-131 や Cs-137 は土壌表層から 5cm 以内の深さにほぼ 100％がとどまっている
ことが確認された。このような深さ方向の基礎的なデータを用いて、平成 23 年 6 月期に実施した土壌濃度マップの作成においては、土壌採取の深さを 5cm としている。

A

A

A

A

B

B

土壌深さ

土壌深さ

図 4-11 5 月初旬に実施した」予備調査時の土壌深さ方向の放射能濃度分布の測定結果

2-63

4.2.3 土壌コア試料の採取方法
1）土壌コア試料の採取場所
本調査では、土壌濃度マップの作成のために採取した、約 2200 箇所の土壌調査箇所のうち、約 300 箇所の柔らかくて石の少ない場所を選定し、鉄パイプを用いて深度分布測定用の試料を採取した。このうち、放射性セシウムの沈着量が少ないような調査箇所では、土壌に含まれる放射性セシウムの放射能量が少なく、計測が困難であったため、本調査の結果、深さ方向の放射能濃度の分布状況を確認できたのは 77 試料であった。なお、本調査では、事故直後でもあり、高い被ばく線量を作業者が受ける可能性もあることが予想されたことから、放射線防護上の配慮により、福島第一原発から 20km 圏内では円筒管による土壌の採取は行わなかった。
2）土壌コア試料の採取方法
土壌コア試料の採取には、長さ 300mm、外径 60mm、内径 56mm の鉄パイプ（円筒管）を用いた。
鉄パイプの表面は防蝕処置がなされており、採取した土壌コア試料が輸送中にこぼれないように残りの空間を発泡スチロールで埋め、さらに両端をプラスチックキャップにより、固定した（図4-12 参照）。
また、土壌コア試料の採取は、以下の方法で実施した。(詳細は図 4-13 参照)①

円筒管を地面に対して垂直に立て（写真①）、ハンマーで徐々に打ち込む（写真②）②円筒管を土壌に打ち込んだ後、打ち込んだ箇所の周辺の土壌を一部除去した後、ひねりながら引き抜く（写真③）③円筒管の底まで土壌が採取されていることを確認し（写真④）、プラスチックの蓋をする。
また、反対側（土の表面側）の隙間には発砲スチロールで詰め物をし、その上からプラスチ
ックの蓋をする。円筒管の表面を濡れたタオルできれいに拭き取り、その後ポリエチレン袋
に入れる。

④

この試料を再びポリエチレン袋に入れ、それを小さな段ボール箱に入れて測定場所に送付する。このポリエチレン袋は開けないで放射能濃度を測定する。

2-64

図 4-12 土壌採取に使用された鉄パイプ（円筒管）と両端のプラスチックキャップ

図 4-13 土壌コアサンプルの採取方法

2-65

4.2.4 深さ方向の放射性物質の放射能濃度の分布の測定法
深さ方向の放射性物質の放射能濃度の分布の測定は、キャンベラ社製の Ge 半導体検出器（相対効率 25%）3 台を用いて行った。測定の原理を図 4-14、測定装置の配置状況を図 4-15、図 4-16に示す。
本測定法は、Ge 半導体検出器の直前に厚さ 5cm の鉛のコリメータを設置し、スリットは 5mmの開口とし、図 4-14 に示す配置で、土壌コア試料を深さ方向に移動させながら、放射性セシウムからのガンマ線を計数することで、土壌深さごとの放射性セシウムの計数率の分布状況を確認する。
計数するガンマ線は Cs-134 からの 605keV 及び 796keV、Cs-137 からの 662keV である。
コリメータの素材である鉛の吸収を考慮すると、600 keV のガンマ線はコリメータで 8.6×10-4 、
800 keV のガンマ線は 6.7×10-3 、に減衰するため、本測定では、コリメータを透過するガンマ線は無視できることから、コリメータ間のスリットを通過するガンマ線のみ測定できており、位置分解能と方向の選択は非常に良いと考える。
また、本測定では、土壌中の放射性セシウムから放射され、鉄パイプ壁を透過して Ge 半導体検出器に達するガンマ線を計数するが、鉄パイプ壁中での放射性セシウムのガンマ線の吸収は、放射性セシウムのエネルギー領域において鉄の質量吸収係数が 10％程度であるため、鉄パイプ壁によるガンマ線の減衰は測定に大きな影響は与えない。さらに、鉄パイプ壁あるいは土壌自身によるガンマ線の吸収の割合は土壌コア試料の深さ方向でほぼ同じであるため、深さ方向の放射能
セシウムの計数率の分布状況を確認する上で影響を与えない。
さらに、本測定における位置分解能がどの程度かを知るため、モンテカルロ法を用いてシミュ
レーションを行った。図 4-17 は、円筒管の中に Cs-137 が一様な分布をしている場合において、Ge 半導体検出器の検出部の中心とコリメータ間のスリットの中心を結ぶ線をゼロとし、その点から左右にずらした長さ（実際の土壌では深さ方向に対応）から放出されるガンマ線がどれ程度検出されるかについて、測定位置の関数として計算したものである。この結果が示すように、全半
値幅で 5mm、すなわち深さ方向の位置分解能 5mm での測定が可能であることが確認されている。
なお、円筒管内での放射性物質の分布は一様とは限らないので、円筒管をその中心軸に対して回転させ、異なる方向からの測定も行い、測定結果に大きな変化がないことも確認した。

2-66

深さ方向

5㎜
地表面側

図 4-14 本測定の原理図

コリメータ

鉄パイプ

図 4-15 測定装置の全体図

測定の方向

図 4-16 円筒管をセットした状況

3 台の Ge 半導体検出器を利用

2-67

図 4-17 放射線の位置分布測定のレスポンス

2-68

4.2.4.1 円筒管内への放射能物質の引き摺り込み等の検証
土壌を採取する際、下記の 2 種類の要因により、高い放射能濃度の放射性物質が低い放射能濃度の部分に移動して測定に影響を与える引き摺り込みが発生する可能性がある。そこで、本調査
では、土壌の引き摺り込みの影響を確認するため、下記の検証を行った。
① 本調査では、土壌コア試料を採取するため、円筒管を土壌表面に打ち込んでいく。そのため、
土壌表面付近の土壌が円筒管の内面を這っていく形で円筒管内に採取されていく。図 4-11 に示したように、放射性物質は地表面付近に多いことは既知であり、地表面の土壌が管壁を伝わって深さ方向に移動すると正しい放射性物質の深さ分布は得られなくなる。
② 円筒管を地面に打ち込む際、土壌には圧力がかかる。仮に打ち込む側の円筒管の端がナイフのように土を小さな圧力で切りながら採取していけば良いが、本調査では、円筒管を打ち込む手法を採用したため、土壌にはかなりの力がかかることが予想される。そのため、円筒管内の土壌全体に上からの押す力がかかり、土壌が押し詰められてしまう可能性がある。もし
大きく押し詰められてしまうと深さ方向の距離が変化することになり、正しい放射性物質の深さ分布が測定できなくなる。
図 4-18 は土壌深さ方向の放射能セシウムの計数率の測定結果の一例である。円筒管の先端か
ら測定位置までの長さとその位置における Cs-134 の計数率（604 keV のガンマ線の計数率、計数
率の軸は対数表示）の関係を示している。円筒管の先端から測定位置までの長さが 0 となる位置
は、円筒管の両端のうち、土壌を採取していない側の円筒管の先端を示す。そのため、採取された土壌は先端から 22mm の所から始まっており、それより小さな値の所には土壌は存在しない。
誤差棒付きの点は、Cs-134 の 796keV のガンマ線の計数率（毎秒あたりのカウント数）である。
仮に、検出器の位置分解能が無限に良い場合、放射性物質が土壌に一様に含まれているとすると、
この計数率は土壌が含まれ始める箇所から急に測定され始め、赤の実線で示したような分布が得られるはずであるが、先に示したように、位置の分解能があるため、鈍った形になっている。
また、円筒管の先端から測定位置までの長さが長くなる（土壌表面からの深さが深くなる）につれて、計数率が下がっているのは、その深さでは放射性物質の量が減少していることを示している。注意しないといけないのは、本手法では、表面に最も高い放射能濃度の放射性物質があったとしても、実際の測定データでは土壌が始まった箇所で最大の計数率が計測されるわけではな
く、計数率が半分程度になることである。この要因は、土壌表面に近い箇所を測定する場合、測定箇所より右半分には土壌があるが、左半分は空になっているため、計数率は半分程度しか計測されていないためである。
（①の引き摺り込みの検証）
図 4－18 の測定結果を見ると、円筒管の先端から測定位置までの長さが 30 mm を超える箇所では指数関数的に計数率が減少していることがわかる。この傾向は、本調査で得られたほぼ全ての測定結果で同様の傾向を示している。
2-69

土壌コア試料全体の放射性セシウムの計数率の分布が土壌表面から指数関数的に減少していると仮定し、計数率が指数関数的に減少しはじめた箇所を越えた測定位置を越える箇所の測定結果を指数関数でフィットすると、円筒管内で土壌コア試料からのガンマ線が計測され始める箇所（土壌表面）の測定結果は、先に述べたように計数率が半分程度しか計測されていないため、フィットされた関数値の半分となる。つまり、図 4-18 を例にとると、円筒管の先端から測定位置までの長さが 30mm を超える箇所の測定結果を指数関数にフィットして得られた黒の実線において、半分の計数率を検出した箇所（＝長さで 22mm の箇所）が土壌表面ということになる。（赤の実線で表示）
本結果から考えると、仮に上記の原因１による土壌の引き摺り込みがあったとすると、土壌表面からの深さが深い箇所（円筒管先端から測定位置までの長さが長い箇所）の放射性セシウムの濃度が本来の値よりも高くなるはずである。本調査においては、実測された計数率の値が深さ方
向に常に指数的に減少していることから、このような土壌の引き摺り込みは生じていない事を示している。
（②の引き摺り込みの検証）
原因 2 の引き摺り込みが起こった場合、円筒管を打ち込んだ際に円筒管内での土壌表面の位置と円筒管の外側にある地面がずれて、円筒管の中が沈んでいるということになる。それ故、土壌採取の際に鉄パイプ内外の地面の高さの測定を行うことで、引き摺り込みによる変化量は測定できると想定されるが、本調査の要領では、このような指示を含んでいなかったため、引き摺り込
みの影響について測定しなかった。
そこで、この引き摺り込みの大きさを見積るため、実際の採取場所ではないものの、採取に使用した円筒管を要領どおりに地面に打ち込み、地表面の落ち込みを測定した。その結果、円筒管内への落ち込みは 5mm 程度以下であった。そのため、採取した土壌の深さが 20cm 程度であることから、5mm 程度圧縮されたとしても、深さの変化は 3%以下であり、放射能濃度の深さ分布の測定には大きく影響しないことが確認された。特別な土壌、例えばピートモス土壌などのように密度が低い土壌においては圧縮の影響が発生する可能性はあるが、今回採取した土壌では影響が少な
いと考えられる。
以上から、本調査では、引き摺り込みの影響は少ないものと考えられる。

2-70

Cs‐134 計数率 (１ / s)

1

0.1

30 mm

0.01
0

20

40

60

80

100

120

円筒管先端から測定位置までの長さ (mm)

図 4-18 土壌コア試料の深さ方向の放射能セシウムの計数率の分布例（土壌採取箇所：26N26 の例）（誤差棒付きの点は測定結果であり、直線は深さ方向に指数関数的に計数率が減少すると仮定
して、決定した減衰線である。）

2-71

4.2.4.2 円筒管内での採取土壌の表層部の崩れの問題の検証
4.2.2 に示したように、円筒管内では土が移動しないように、発砲スチロールで詰めものをして輸送したが、いくつかの試料では、発泡スチロールによる固定が場合によっては不完全なケースがあった。発泡スチロールによる固定が不完全であった場合における土壌コア試料中の放射性セシウムの計数率の測定結果を図 4-19 に示す。この場合、円筒管先端から約 60mm の箇所に土壌表面があると推定され、これより深い側では計数率がほぼ指数関数的に減少している。赤丸のデータと青丸（誤差付き）のデータは円筒管を回転させて違う方向から測定したものである。これ
らの二つの測定結果は、ほぼ同じであるため、円筒管内での放射性物質の円周方向の分布はほぼ一様であるとわかる。
他方で、本図における問題は、通常であれば土壌表面があると推定される 60mm より浅い（＝円筒管先端から測定位置までの長さが短い箇所）では、位置分解能による広がりの分だけガンマ線が計測され、計数率の減少は顕著であるが、本図では 40mm より浅いところで計数率が減少せず一定になり、0mm に近いところでは逆に増加していることである。
この結果は円筒管の浅い箇所（＝円筒管先端から測定位置までの長さが短い箇所）に通常は存在しない放射性物質が存在する事を示している。そこで、本試料について、プラスチックの蓋を外し、内部を観察した。その結果、図 4-20 のように、明らかに土壌の表面が崩れて、管の内壁に拡がっていることが確認された。詳しく見たところ、この土壌は非常に細かい粉のような砂でできており、詰め物にした発泡スチロールと管壁の間に輸送中の振動で砂が拡がったものと考えられる。
なお、詰め物があったために土全体が崩れたわけではなく、拡がった砂の量から見ても、土壌
表面のごく一部の土壌（数 mm 程度以下）が拡がったものと思われる。 浸透分布が指数関数的である場合には、その関数形だけで土壌への放射性セシウムの浸透の深さが決定できるため、表面の崩れは問題にならないと考える。それ故、この土壌試料においても表面位置の正確な同定はできないものの、放射性セシウムの深さ方向の分布の測定結果には大きな影響はないものと考えた。

2-72

円筒管先端から測定位置までの長さ（㎜）
図 4-19 土の表面が崩れた土壌コア試料における放射性セシウムの深さ分布の結果

図 4-20 円筒管内で土壌の表面が崩れた土壌コア試料2-73

4.2.5 土壌深さ方向の放射性セシウムの計数率の測定結果
約 300 箇所のサンプルを採取したが、そのうち可能な時間内で放射性セシウムの計数率の深さ方向の分布を測定できた土壌コア試料は 77 箇所となった。
図 4-21 に例として、特徴的な 3 箇所（16N18、6S54、28N26）で採取した土壌コア試料の土壌
深さ方向のガンマ線計数率の分布を示した。その結果、いずれの試料も深さに対して指数関数的な減少を示していることが確認された。28N26 の土壌コア試料では土壌から深さが深くなるにつれて急激に計数率が減少しており、深さ 18mm で 1/10 になっていることから、放射性セシウムの浸透が浅いことがわかる。一方、16N18 の土壌コア試料では計数率が 1/10 になるのは深さ 48 mmである。
いずれの試料についても、Cs-134 と Cs-137 の深さ分布はほぼ同じであり、有意な違いは確認されなかった。Cs-134 と Cs-137 は同位元素であり化学的な性質は同じなので浸透の振る舞いが同じであることは合理性がある。
全ての土壌コア試料について、指数関数的に放射性セシウムが 1/10 になる深さ（浸透指数(L1/10)）を算出した結果を表 4-4 に示した。
その結果、図 4-22 に示すように、浸透指数 (L1/10) の頻度分布は、概ね全ての土壌コア試料で浸透指数は 50mm 以下であることが確認された。
なお、指数関数による放射性物質の深さ分布は、
I(x)＝I(0)*e-ｘ/λで表される。ここで I（x）は深さ x [mm]における放射性物質の放射能濃度である。λ は強度が１/e=1/2.72 になる深さ、すなわち放射性セシウム濃度が 1/e になる深さであるが、直感的に理解しやすくするために 1/10 になる深さ L1/10 を使うこととした。 L1/10 = λ ln10 = 2.30 λ である。

2-74

Cs-134（604keV）
Cs-137
Cs-134（796keV）

円筒管先端から測定位置までの長さ（㎜）
図 4-21 3 箇所（16N18、6S54、28N26）における土壌深さ方向の放射性セシウムの計数率の分布状況（各箇所における Cs-134(605kev、795keV) Cs-137(662 keV)の 3 本のガンマ線についてそれぞれの分布を表示。）

2-75

表 4-4 本調査の測定結果一覧（浸透指数 L1/10）
ID
NS
82
66
62
60
56
52
52
46
46
46
44
40
38
38
36
34
34
34
34
34
34
34
32
32
32
30
30
28
28
28
26
26
26
24
24
24
22
20
20
20
20
16
16
14
14
14
14
10
8
8
6
6
6
4
4
0
6
8
10
16
16
18
22
22
22
22
24
26
26
34
48
50
56
56
72
74
84

N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
N
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S

EW
16
18
32
12
42
30
40
30
36
42
44
56
36
48
40
10
18
24
28
34
38
48
30
42
44
20
48
24
26
46
26
30
38
12
18
56
44
10
24
32
40
18
40
20
42
46
50
24
20
58
20
50
56
24
44
58
54
62
60
22
36
54
10
26
52
64
2
16
32
2
6
12
48
52
26
26
26

浸透指数
(1/10)
17
23
39
29
48
33
48
30
59
32
26
37
30
34
33
30
27
28
36
20
33
24
24
25
29
30
39
23
18
20
37
28
28
38
34
38
31
36
40
72
41
45
24
28
35
30
30
22
31
35
27
33
44
23
26
30
25
23
37
21
20
20
34
18
17
24
25
60
28
33
25
28
36
40
17
17
39

土壌採取地点
の市町村
岩沼市
角田市
白石市
山元町
国見町
伊達市
桑折町
伊達市
伊達市
伊達市
福島市
福島市
伊達市
福島市
福島市
南相馬市
飯舘村
飯舘村
飯舘村
伊達市
川俣町
福島市
飯舘村
福島市
福島市
飯舘村
福島市
飯舘村
飯舘村
福島市
飯舘村
川俣町
川俣町
南相馬市
飯舘村
二本松市
二本松市
南相馬市
浪江町
川俣町
二本松市
浪江町
二本松市
浪江町
二本松市
二本松市
大玉村
葛尾村
葛尾村
郡山市
葛尾村
郡山市
本宮市
田村市
三春町
郡山市
郡山市
郡山市
郡山市
いわき市
小野町
鏡石町
広野町
いわき市
鏡石町
天栄村
広野町
いわき市
小野町
いわき市
いわき市
いわき市
塙町
塙町
北茨城市
北茨城市
高萩市

度
38
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
37
36
36
36
36
36

分
6
58
56
55
53
51
51
48
48
48
47
45
44
44
43
42
42
42
42
42
42
42
41
41
41
40
40
39
39
39
37
38
38
37
37
37
36
35
35
35
35
33
33
32
32
32
32
30
29
29
28
28
28
27
27
25
22
21
20
17
17
16
14
14
14
14
13
12
12
8
1
0
57
57
49
48
43

緯度
秒
24.80
8.00
59.94
7.00
19.53
21.00
40.60
36.80
10.40
52.00
52.70
18.90
48.00
50.50
36.10
37.00
15.80
25.20
56.50
57.50
9.40
20.40
4.20
4.40
25.70
52.40
39.83
51.20
50.50
31.40
58.98
57.00
53.10
43.20
31.40
30.50
40.90
43.40
48.50
27.30
39.94
37.90
40.31
15.95
32.70
57.00
23.80
16.90
37.50
9.50
54.90
32.20
54.50
18.70
25.00
34.70
29.00
34.70
50.10
33.30
21.30
19.00
21.20
49.50
12.52
35.00
32.80
51.40
40.79
43.00
32.40
6.40
23.50
48.70
36.30
42.20
22.30

2-76

10 進
38.106889
37.968889
37.949982
37.918611
37.888759
37.855833
37.861278
37.810222
37.802889
37.814444
37.797972
37.755250
37.746667
37.747361
37.726694
37.710278
37.704389
37.707000
37.715694
37.715972
37.702611
37.705667
37.684500
37.684556
37.690472
37.681222
37.677731
37.664222
37.664028
37.658722
37.633050
37.649167
37.648083
37.628667
37.625389
37.625139
37.611361
37.595389
37.596806
37.590917
37.594429
37.560528
37.561196
37.537765
37.542417
37.549167
37.539944
37.504694
37.493750
37.485972
37.481917
37.475611
37.48180637.455194
37.456944
37.426306
37.374722
37.359639
37.347250
37.292583
37.289250
37.271944
37.239222
37.247083
37.236810
37.243056
37.225778
37.214278
37.211330
37.145278
37.025667
37.001778
36.956528
36.963528
36.826750
36.811722
36.722861

度
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
140
141
140
140
141
140
140
140
140
140
140
140

分
50
48
38
53
31
39
32
39
35
30
29
19
35
26
32
55
48
44
41
36
33
26
39
30
29
46
26
43
43
27
43
39
34
53
48
20
29
54
44
38
32
49
31
46
30
28
24
44
47
18
46
25
19
43
29
18
22
15
17
45
35
21
54
43
23
13
0
50
37
0
58
53
26
23
42
43
42

経度
秒
40.60
17.00
26.89
35.50
26.97
58.00
10.80
4.40
16.40
59.00
16.10
47.10
52.00
20.60
7.40
14.30
20.70
28.10
41.00
13.00
43.80
42.70
33.60
58.50
16.80
48.70
40.43
58.10
15.70
31.40
15.13
26.00
4.50
53.70
37.90
39.90
15.10
31.60
17.60
33.30
27.64
25.70
50.41
48.84
19.00
7.10
23.20
33.50
16.50
18.40
40.30
11.40
51.70
50.80
15.30
24.80
2.40
32.30
10.90
29.60
24.50
21.30
42.20
24.90
7.57
50.00
12.00
49.20
35.41
9.00
10.20
42.60
24.00
42.60
32.40
9.00
58.70

10 進
140.844611
140.804722
140.640802
140.893194
140.524159
140.666111
140.536333
140.651222
140.587889
140.516389
140.487806
140.329750
140.597778
140.439056
140.535389
140.920639
140.805750
140.741139
140.694722
140.603611
140.562167
140.445194
140.659333
140.516250
140.488000
140.780194
140.444565
140.732806
140.721028
140.458722
140.720871
140.657222
140.567917
140.898250
140.810528
140.344417
140.487528
140.908778
140.738222
140.642583
140.541012
140.823806
140.530669
140.780232
140.505278
140.468639
140.406444
140.742639
140.787917
140.305111
140.777861
140.419833
140.331028
140.730778
140.487583
140.306889
140.367333
140.258972
140.286361
140.758222
140.590139
140.355917
140.911722
140.723583
140.385435
140.230556
141.003333
140.847000
140.626502
141.002500
140.969500
140.895167
140.440000
140.395167
140.709000
140.719167
140.716306

空間線量率(μSv/h)
0.14
0.49
0.62
0.25
1.22
0.60
1.40
0.50
1.45
1.10
0.85
0.36
1.40
0.88
1.71
1.15
3.42
5.70
5.92
1.40
1.00
1.26
1.60
1.30
1.35
6.10
1.10
4.71
7.00
0.87
8.70
1.50
1.08
4.38
14.42
0.60
1.70
3.27
10.71
1.22
2.11
41.86
2.86
8.10
2.30
2.30
2.04
1.95
1.76
0.36
2.67
1.32
0.63
0.48
1.00
1.22
1.52
1.00
0.80
0.76
0.30
0.48
1.00
0.70
0.27
1.52
0.89
1.13
0.20
0.71
0.59
0.29
0.20
0.11
0.32
0.19
0.15

セシウム 137 の計数率が 1/10 になる土壌深さ（㎜）
図 4-22 本調査における土壌コア試料の浸透係数(セシウム 137 の放射能濃度が1/10 になる深さ L1/10（mm)）の頻度）

2-77

4.2.6 今後について
本調査では、土壌深さ方向の放射性物質の分布状況の初期値が以上の測定で得られたが、今後どのように分布傾向が変化していくかは年単位での継続的に測定を実施する必要がある。チェル
ノブイリでは、現在でも表層 5～10cm に 90％以上の Cs-137 が滞留していると言われている。これは降水よりも土壌粒子への吸着の効果が挙動を支配していることを示している。他方で、我が国は降水量が多いこと、また短時間に激しい降水があることなど特殊な事情にあり、放射性物質の深さ方向の分状況の確認を継続に実施していくことが必要である。
なお、放射性物質の浸透が浅い間に土壌の削り取りをする方が、土壌廃棄物の量は少ないことになる。土壌の密度を 1.7（g/cm3）とすると、20×20km2 の範囲では、放射性物質の浸透が 1cm 深
くなるにつれて、放射性物質を含む土壌の量は 680 万トン増えると試算されるため、早急な除染が効率的である。

2-78

５.

河川中（河川水、河底土、及び浮遊砂）及び井戸水における放射性物質の放射能濃度の変化傾向の確認
池内嘉宏（日本分析センター）

5.1 調査の目的
文部科学省は、福島第一原発から放出された放射性物質の河川や井戸中への移行状況を確認するため、福島県内の河川（河川水、及び河底土、並びに浮遊砂）、及び井戸（井戸水）中における梅雨前後での放射性物質の放射能濃度の変化について調査を実施した。
5.2 本調査の実施概要
5.2.1 試料の採取期間①

河川水の採取期間

・第１回調査期間（6 月 29 日～6 月 30 日）
福島県内の 50 箇所において河川水を採取
・第２回調査期間（8 月 1 日～8 月 2 日）
第１回調査と同一箇所で 50 箇所の河川水を採取②

河底土の採取期間

・第１回調査期間（6 月 29 日～7 月 1 日）
河川水採取箇所（50 箇所）のうち 10 箇所において河底土を採取
・第２回調査期間（8 月 1 日～8 月 2 日）
河川水採取箇所（50 箇所）のうち 10 箇所において河底土を採取③

浮遊砂の採取期間

・第１回調査期間（8 月 31 日～9 月 1 日）
河川水採取箇所（50 箇所）のうち 10 箇所において浮遊砂を採取
・第２回調査期間（9 月 26 日～9 月 27 日、10 月 18 日）
河川水採取箇所（50 箇所）のうち 10 箇所において浮遊砂を採取④

井戸水の採取期間

・第１回調査期間（7 月 1 日～7 月 2 日）
福島県内の 51 箇所の井戸において井戸水を採取
・第２回調査期間（8 月 3 日～8 月 5 日）
第１回調査と同一箇所（51 箇所）のうち 50 箇所で井戸水を採取
5.2.2 調査項目①

河川水
河川水中のガンマ線放出核種（放射性セシウム、I-131、及びアルファ線放出核種（Pu-238、Pu-239
2-79

＋240）、並びにベータ線放出核種（Sr-89、Sr-90）の放射能濃度の測定②

河底土

河底土中のガンマ線放出核種（放射性セシウム、I-131）の放射能濃度の測定③

浮遊砂

浮遊砂中のガンマ線放出核種（放射性セシウム、I-131）の放射能濃度の測定④

井戸水
井戸水中のガンマ線放出核種（放射性セシウム、I-131）、及びベータ線放出核種（Sr-89、Sr-90）の放射能濃度の測定
5.2.3 調査地点
本調査において、河川試料(河川水、河底土及び浮遊砂)を採取した箇所、及び井戸水を採取した箇所は、図 5-1 のとおりである。
調査地点の選定にあたっては、これまでの陸上モニタリングや航空機モニタリングの結果を参考に、放射性セシウムの蓄積量が比較的高い箇所から河川試料及び井戸水の採取箇所候補を選定した。
その上で、それぞれの試料については、以下のような条件で調査地点を選定した。
・河川水、河底土及び浮遊砂の採取箇所の選定にあたっては、将来的に放射性物質の移行状況を詳細に把握することを視野に入れ、定期的に河川の流量観測を行うことが可能な箇所であることも選定条件とした。なお、このうち、河底土及び浮遊砂については、調査・測定期間を考慮
し、50 箇所中 10 箇所を福島県から一様に選定した。
・井戸水の採取箇所の選定にあたっては、地下水を通じた井戸への放射性物質の移行状況を確認するため、井戸が蓋等で覆われており、外部から放射性物質が混入しないような箇所であることも選定条件とした。

2-80

図 5-1 河川試料、井戸水の採取箇所

2-815.2.4 試料の採取方法
本調査は、梅雨前後の放射性物質の放射能濃度変化を確認するため、6 月下旬～7 月初旬及び 8
月初旬にそれぞれ同様の調査を実施した。なお、試料の採取にあたっては、以下の方法で採取し
た。
①

河川水
雨が降っていない日に、河岸から、河川水をひしゃく状の採取器ですくって、キュービティナ

ー（容量：20L）にロートを用いて移した。河岸に降りられない場合は、橋の上から、バケツにロープをつけて、投げ込み採水し、キュービティナー（容量：20L）にロートを用いて移した。
②

河底土
200g の試料を採取可能な移植ごてにより、河底土の表面を約 1 ㎝採取した。

③

浮遊砂
浮遊土砂に含まれる放射性物質の放射能濃度を測定するためには、通常、10g 以上の浮遊土砂試料が必要である。しかしながら、10g 以上の浮遊土砂試料を回収するためには、出水期間中に現地に赴いて大量の濁水を採取した上で、吸引ろ過して濁度成分を抽出しなければならない。濁水の採取に自動採水器が用いられる場合が多いが、装置自体が高価であるほか、採取量が不十分である場合が多く、現実的でない。
そこで、本調査では、英国のフィリップスらが開発した、浮遊土砂の堆積現象を利用した浮遊土砂サンプラー（Time-integrated suspended sediment sampler）（Phillips et al. 2000）を利用した。本サンプラーは流域の渓流における出水時を含む一定の期間の浮遊土砂を採取することを目的としている。
本サンプラーは、内径 98mm、長さ 1m の塩化ビニルパイプを用い、両端の蓋部に内径 4mm のチ
ューブを取り付けた簡易な装置であり、安価での製作が可能である（図 5-2）。本装置は直接、河底に流向と平行になるよう設置することで、上流部のチューブから流入した濁水の流速が急激に低下し、濁度成分が沈降･堆積するものである。本装置の浮遊土砂採取効率を水路実験で検証した
結果、流速が速いほど、また濁水の土砂濃度が高いほど、採取効率が高いことが明らかになっており、出水時の流速が速い状況を表すことができるものである（古賀ら 2004; 小山内ら 2005）。
④

井戸水
井戸水試料は、基本的に井戸水の蛇口から採取した。調査対象とした井戸に蛇口がない所は、バケツにロープをつけて、投げ込んだ上で採水し、キュービティナー（容量：20L）にロートを用いて移した。

2-82

図 5-2 浮遊土砂サンプラーの採取口の構造（上）、河床に設置したサンプラー（中）、
浮遊土砂の回収状況（下）2-835.2.5 本試料の核種分析等の方法①

河川水・井戸水試料の核種分析の方法
雨が降っていない日に濁っていない水（河川水：50 試料、井戸水：51 試料）を河川及び井戸から採取し、文部科学省の放射能測定法シリーズに準じて、試料は濾過せずに、直接、核種ごとの放射能濃度を測定した。なお、河川水及び井戸水の全ての水試料について、I-131、Cs-134、Cs-137の放射能濃度の測定を実施した。そのうち、河川水は、10 試料について Pu-238、Pu-239+240、Sr-89、
及び Sr-90 の放射能濃度の測定を実施した。また、井戸水については、6 試料について Sr-89、Sr-90の放射能濃度の測定を実施した。なお、Pu-238、Pu-239+240、及び Sr-89、Sr-90 の核種分析の実施にあたっては、採取箇所の空間線量率が比較的高い箇所で採取された水試料を中心に選定した。
また、現状における河川水、井戸水中の放射性核種の移行状況を確認するため、以下に示すような検出下限値で核種ごとの放射能濃度を測定した。
・河川水及び井戸水におけるガンマ線放出核種の放射能濃度測定
河川水、井戸水を容量が 2L のマリネリビーカーを用いて採取し、そのまま Ge 半導体検出器を用いて 8 時間程度核種分析を行い、ガンマ線放出核種である I-131、Cs-134、Cs-137 の放射能濃度を測定した。検出下限値は、それぞれ、0.10Bq/kg 程度である。
・河川水におけるアルファ線放出核種の放射能濃度測定
100L の水について、シリコン半導体検出器を用いて 80,000 秒（22.2 時間）程度放射化学分析を行い、アルファ線放出核種である Pu-238、Pu-239+240 の放射能濃度を測定した。検出下限値は、
Pu-238、Pu-239+240 ともに、8×10－6Bq/kg 程度である。
・河川水及び井戸水におけるベータ線放出核種の放射能濃度測定
40L の水について、低バックグラウンドベータ線測定装置を用いて 60 分程度核種分析を行い、ベータ線放出核種である Sr-89、Sr-90 の放射能濃度を測定した。検出下限値は Sr-89 で 4.0×10－3

Bq/kg 程度、Sr-90 で 6.0×10－4Bq/kg 程度である。

②

河底土、浮遊砂の核種分析の方法
河底土、浮遊砂から試料を採取し、分析機関に持ち帰った後、傾斜法により試料から水分を除去し、ポリプロピレン製の U 型容器（U-8 容器）に移した上で Ge 半導体検出器により 1 時間、ガ
ンマ線放出核種である I-131、Cs-134、Cs-137 の放射能濃度を測定した。なお、河底土、浮遊砂に含まれる放射性セシウムの放射能濃度とそれぞれの試料の粒径の関係を確認するため、JIS 規格に従い、粒度分布も測定した。

2-84

5.3 調査結果
5.3.1 河川水の核種分析結果① 河川水及び井戸水におけるヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 のガンマ線放出核種の放射能濃度の測定結果
1）ヨウ素 131 の放射能濃度の測定結果
河川水及び井戸水における I-131 の放射能濃度はいずれも検出下限値以下であった（河川水の核種分析結果は表 5-1 参照、井戸水の核種分析結果は表 5-2 参照）。
2）放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
河川水においては、Cs-134 の放射能濃度は最大で 1.9Bq/kg（平均：0.54Bq/kg）、Cs-137 の放射能濃度は最大で 2.0Bq/kg（平均：0.58Bq/kg）であった（表 5-1 参照）。
また、井戸水においては、Cs-134 の放射能濃度は最大で 0.85Bq/kg（平均：0.44Bq/kg）、Cs-137の放射能濃度は、最大で 1.1Bq/kg(平均：0.49Bq/kg)であった（表 5-2 参照）。
第１回、第２回それぞれの河川水の調査で Cs-134、Cs-137 が検出された箇所について、Cs-134、Cs-137 の放射能濃度の変化を確認したところ、図 5-3、図 5-4 に見られるように、いくつかの地
点において、梅雨前後で放射能濃度の増加、減少が見られるものの、採取箇所に共通した傾向は確認されなかった。なお、第１回、第２回とも、河川水の放射性セシウムの放射能濃度は福島第一原発に近いほど比較的高い傾向であった。
② 河川水におけるプルトニウム 238、プルトニウム 239＋240 の放射能濃度測定の結果
河川水における Pu-238、Pu-239+240 の放射能濃度はいずれも検出下限値以下であった（表 5-3
参照）。
③ 河川水・井戸水におけるストロンチウム 89、ストロンチウム 90 の放射能濃度測定の結果
河川水及び井戸水における放射性ストロンチウムの放射能濃度は、・河川水においては、Sr-89 の放射能濃度は最大で、5.5×10－2Bq/kg（平均：2.0×10－2Bq/kg）、
Sr-90 の放射能濃度は最大で 1.8×10－2Bq/kg（平均 4.6×10－3Bq/kg）であった（表 5-4 参照）。
・井戸水においては、1 箇所のみで Sr-90 が検出され、放射能濃度は 0.0014Bq/kg であった（表5-5 参照）。
また、第１回、第２回それぞれの河川水の調査で Sr-89、Sr-90 が検出された箇所について、Sr-89、
Sr-90 の放射能濃度の変化を確認したところ、図 5-5、5-6 に見られるように、多くの地点において、梅雨前後で微量ながら放射能濃度は減少傾向にあることが確認された。なお、第１回、第２
回とも、河川水の放射性ストロンチウムの放射能濃度は福島第一原発に近いほど、比較的高い傾向であった。

2-85

表 5-1

河川水中のヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 の放射能濃度測定結果について（その１）
単位：Bq/kg№

市町村名 マップ上の表記

1

水原川

2

荒川 土湯

※１

※１

黒岩 榎平
［福島（国）］

4

渡利 川岸町
福島市

5瀬ノ上 ※１

12

※１

18
19
20

伊達市
桑折町
国見町
川俣町

21

（検出下限値：0.093）

0.25

0.26

0.49

0.43

0.58

0.94

0.58

0.63

月舘（国）

※１

保原

※１

大関

※１

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.11）

0.43

0.33

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.087）（検出下限値：0.096）（検出下限値：0.095）

0.17

0.27

0.22

0.24

0.21

0.27

24

西川
［西川（県）］（検出下限値：0.10）
不検出（検出下限値：0.099）

不検出

25

須賀川

26

岩瀬

※１

27

牧野 ※１
田村市

28

中島 ※１

29

石川町

石川
［石川（国）］

30

中島村

滑津

31

矢祭町

滝ノ沢
［滝ノ沢（県）］32

会津若松市 会津若松 ※１

※１

※１

33

喜多方市

喜多方

34

西会津町

飯沢 ※１

35

猪苗代町

猪苗代

※１

0.31

0.32

0.94

1.1

0.33

0.30

0.50

0.57

0.80

0.90

0.92

1.1
0.43

0.25

0.17

0.10

0.11

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.11）

0.31

0.37

不検出
（検出下限値：0.11）
不検出（検出下限値：0.13）
不検出（検出下限値：0.096）
不検出（検出下限値：0.12）
不検出（検出下限値：0.11）
不検出（検出下限値：0.093）
不検出（検出下限値：0.095）
不検出

1.4

1.9

0.13

0.15

0.52

0.78

1.6

1.9

0.42

0.45

0.17

0.26

0.23

0.15

0.15

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）

0.21（検出下限値：0.085）

不検出

0.16

0.24

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.13）

不検出

不検出

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

0.16

0.15

0.23

0.21

0.14

0.13

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.098）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）

不検出

）

0.29

0.16

0.14

（検出下限値：0.11）
（今泉橋

0.26

（検出下限値：0.091）

0.21

不検出

（検出下限値：0.090）※２（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

※１

（検出下限値：0.090）（検出下限値：0.097）

不検出

須賀川市

不検出

（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.11）

大栗 ※１

不検出

（検出下限値：0.16）

不検出

23

（検出下限値：0.096）（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.096）

22

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）

御代田（検出下限値：0.11）

0.60

不検出

多田野
［多田野（県）］

不検出

不検出（検出下限値：0.11）

郡山市（検出下限値：0.095）

0.50

不検出

※１

0.88

0.76

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）

※１

0.23

0.20

（検出下限値：0.12）

不検出（検出下限値：0.099）

滝川
［森山］

不検出

不検出

不検出

※３

不検出
（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

佐久間川
［南半田］

（検出下限値：0.12）

不検出（検出下限値：0.096）

※３

137
Cs
不検出

1.5

不検出

東土橋 ※１

131
I
不検出

0.90

（検出下限値：0.089）

月舘（県）

Cs

0.13

1.4

不検出

※１

137

8月1、2日採取
134
Cs
不検出

0.85

不検出

※１

川俣

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）

伊達市

17

（検出下限値：0.090）（検出下限値：0.11）

二本松

16

（検出下限値：0.14）

不検出

※１

11

15

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

二本松市

14

不検出

（検出下限値：0.092）

不検出

百目木 ※１13不検出（検出下限値：0.11）

8
6

岳

不検出

不検出

稲子沢 ※１茂庭 ※２

杉田（検出下限値：0.12）

不検出（検出下限値：0.11）

六ツ長 ※２
［沖高］

7
8

10

（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

※２

上中川原
［西根下堰取水］

9（検出下限値：0.16）

不検出（検出下限値：0.092）

※２

6
7

（検出下限値：0.099）

不検出

※２

3

131
I
不検出

6月29、30日採取
134
Cs
不検出

不検出
（検出下限値：0.089）

不検出

不検出

（検出下限値：0.098）（検出下限値：0.14）

不検出

不検出

（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.13）

不検出（検出下限値：0.11）

0.16

0.20
不検出
（検出下限値：0.11）

0.18

0.26

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.099）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.098）（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.088）

0.13
0.13

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.082）（検出下限値：0.096）（検出下限値：0.095）

不検出

不検出

（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.18）

0.17

0.26

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.089）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.13）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.16）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.12）

0.12

0.14

0.19

不検出
（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.090）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.11）

2-86

表 5-1

河川水中のヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 の放射能濃度測定結果について（その２）
単位：Bq/kg№

市町村名 マップ上の表記

36

天明

※１

高池

※１

37

相馬市

不検出
（検出下限値：0.094）
不検出（検出下限値：0.097）
不検出

水防助常 ※１3940

水無川 北町

41※１

原町（検出下限値：0.11）
※１

42
43

※１

小島田堰
真野
新地町

※１

砂子田

48

前乗
いわき市

松原

※１

※１

いわき市
50

不検出
（検出下限値：0.11）
不検出
不検出
不検出
（検出下限値：0.11）
不検出（検出下限値：0.13）

小名浜 ※１49（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.099）

飯舘村
47

不検出

（検出下限値：0.12）※１

飯舘村（気象）［飯舘］

46（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

新田川 原町
［原町］

45

不検出
不検出

南相馬市

44

I
不検出
（検出下限値：0.097）

塚部 前田
［塚部］

38

131

中神谷

※１

0.19

0.19

0.4

0.30

0.88

0.74
1.1

1.1

1.2

1.2

0.73

0.58

131

I
不検出
（検出下限値：0.097）
不検出（検出下限値：0.11）
不検出（検出下限値：0.096）
不検出（検出下限値：0.11）
不検出（検出下限値：0.12）
不検出（検出下限値：0.11）
不検出（検出下限値：0.12）
不検出（検出下限値：0.12）
不検出

134

137

0.16

0.22

Cs

0.13

Cs

不検出
（検出下限値：0.11）

0.22

0.20

0.85

0.92

0.60

0.71

0.44

0.60

1.0

1.3

0.35

0.52

0.93

0.94

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.097）

0.51

0.79

1.9
0.20

2.0

1.2

1.3

1.3

（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.093）

0.83

0.71

（検出下限値：0.11）

不検出

Cs

0.25

不検出

（検出下限値：0.12）

137

0.37

不検出
不検出

8月1、2日採取

6月29、30日採取
134
Cs

1.6
0.17

1.6

1.8

0.15

0.24

※１及び［］内は、観測所名※２は、地点名※３は、河川名
注） No.８「瀬ノ上」については、当該観測所周辺の福島市内の地点で採取。

2-87（検出下限値：0.12）

不検出（検出下限値：0.10）
不検出

0.72

0.72

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.089）（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.087）（検出下限値：0.091）

不検出

0.52

0.60

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.095）

表 5-2

井戸水中のヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 の放射能濃度測定結果について(その１)
単位：Bq/kg

1

飯坂町

2

渡利

3

渡利 八幡

4

上鳥渡

5

郷野目

6 福島市

佐倉下

7

火焼津

8

泉

9

笹谷

10

笹谷中屋敷

11

飯野町明治

12

富久山町福原

13

外河原
郡山市

14

喜久田町

15

日和田町

16

円明寺

17

横町

18 白河市

昭和町

19

表郷内松

20

東下野出島

21

横山田

22

保土原
須賀川市

23

木之崎

24

滑川

25 相馬市

玉野

26

住吉

27

成田

28

戸沢
二本松市

29

8月3日～5日

7月1日、2日

№

下川崎

131

134

I
不検出

Cs
不検出

（検出下限値：0.092）
不検出（検出下限値：0.090）

137

Cs
不検出

131

134

137

I
不検出

Cs
不検出

Cs
不検出

（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.090）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.093）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.086）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.089）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.088）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.079）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.095）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.090）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.099）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.097）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.13）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.088）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.097）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.087）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.089）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.088）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.17）

0.11

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.097）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.13）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.084）（検出下限値：0.17）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.088）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.088）（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.16）（検出下限値：0.085）（検出下限値：0.098）（検出下限値：0.090）

0.67

0.72

不検出
（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.085）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.095）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.089）（検出下限値：0.099）（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.088）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.13）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.082）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

（検出下限値：0.083）（検出下限値：0.11）

0.11

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.096）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.13）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.084）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.098）（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.16）（検出下限値：0.088）（検出下限値：0.098）（検出下限値：0.092）

2-88

表 5-2

井戸水中のヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 の放射能濃度測定結果について(その２)
単位：Bq/kg

№
30

安達ヶ原

31

宮戸

32

上大越

33 田村市

久保

34

船引

35

大町

36 南相馬市 大町
37

大町

38

梁川町本町

39

南本町

40 伊達市

細谷

41

柏町西町

42

大石

43

糠沢
本宮市

44

糠沢

45

八反田
川俣町

46

山木屋

47 大玉村玉井

48 天栄村高林

49 三春町御祭

50 小野町夏井

51 飯舘村

飯樋

131

I
不検出

7月1日、2日
134
Cs
不検出（検出下限値：0.082）
不検出（検出下限値：0.090）

Cs
不検出

131

I
不検出

8月3日～5日
134
Cs
不検出

Cs
不検出

（検出下限値：0.17）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.087）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.098）（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.12）

137

137

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.095）（検出下限値：0.084）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.14）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.15）（検出下限値：0.093）（検出下限値：0.096）（検出下限値：0.086）

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.086）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.092）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.079）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.097）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.087）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.13）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.097）（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.089）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.092）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.094）

0.85

1.1

不検出
（検出下限値：0.099）

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.093）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.097）（検出下限値：0.090）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

（検出下限値：0.085）（検出下限値：0.13）

0.10

不検出
（検出下限値：0.092）

0.12

不検出
（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.086）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.095）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.089）

不検出（検出下限値：0.096）

0.13

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.10）（検出下限値：0.13）

0.32

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.094）（検出下限値：0.088）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.12）

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.086）（検出下限値：0.13）（検出下限値：0.11）（検出下限値：0.091）（検出下限値：0.12）（検出下限値：0.12）

2-89

図 5-3 河川水の採取試料中のセシウム 134 の放射能濃度の変化

2-90図 5-4 河川水の採取試料中のセシウム 137 の放射能濃度の変化

2-91

表 5-3河川水中のプルトニウム 238、プルトニウム 239+240 の放射能濃度測定結果について
単位：Bq/kg

6月29日、30日№

市町村名 地点名

238

239+240238

239+240

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：7E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：8E-06）（検出下限値：6E-06）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：7E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：5E-06）

Pu

11 二本松市 二本松 ※１
13 伊達市

月舘（県）※１20 川俣町

川俣 ※１

21 郡山市

御代田 ※１24 須賀川市

西川［西川（県）］

40 南相馬市 水無川 北町 ※１
43 南相馬市 小島田堰 ※１
44 南相馬市 真野 ※１
48 いわき市 松原 ※１
49 いわき市 小名浜 ※１

8月1日、2日
Pu

Pu

Pu

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：4E-06）（検出下限値：4E-06）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：5E-06）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：7E-06）（検出下限値：7E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：7E-06）（検出下限値：7E-06）（検出下限値：5E-06）（検出下限値：5E-06）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：8E-06）（検出下限値：8E-06）（検出下限値：5E-06）（検出下限値：5E-06）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：8E-06）（検出下限値：8E-06）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：6E-06）（検出下限値：6E-06）（検出下限値：7E-06）（検出下限値：7E-06）※１及び［］内は、観測所名

表 5-4

河川水中のストロンチウム 89、ストロンチウム 90 の放射能濃度測定結果について
単位：Bq/kg
8月1日、2日

6月29日、30日№

市町村名

マップ上の表記

89

90

Sr

Sr

89

Sr

90

Sr

0.0020不検出（検出下限値：0.003）

0.00160.00270.00350.00200.00180.00370.00095

11 二本松市

二本松

13 伊達市

月舘（県）※１20 川俣町

川俣 ※１

21 郡山市

御代田 ※１24 須賀川市

西川［西川（県）］

不検出（検出下限値：0.004）
不検出（検出下限値：0.004）
不検出（検出下限値：0.004）
不検出（検出下限値：0.004）
不検出（検出下限値：0.003）

40 南相馬市

水無川 北町 ※１

0.038

0.012

0.015

0.005443 南相馬市

小島田堰 ※１

0.021

0.00610.00710.004444 南相馬市

真野 ※１

0.032

0.00950.013

0.005448 いわき市

松原

不検出（検出下限値：0.003）

0.00180.013

0.004349 いわき市

小名浜 ※１

0.055

0.018

0.014

0.0079※１※１0.00200.0016※１及び［］内は、観測所名
注） 分析結果は、試料採取日に減衰補正した。

2-92

不検出
（検出下限値：0.003）
不検出（検出下限値：0.003）

0.00140.00087

表 5-5

井戸水中のストロンチウム 89、ストロンチウム 90 の放射能濃度測定結果について
単位：Bq/kg
7月1日、2日

№

市町村名

地点名

1

福島市

飯野町

12

郡山市

富久山町

26

二本松市 住吉

35

伊達市

梁川町本町

46

川俣町

山木屋

51

飯舘村

飯樋

89

Sr

8月3日～8月5日
90

Sr

89

Sr

90

Sr

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0005）（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0006）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0005）（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0006）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0005）（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0006）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0006）（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0006）

不検出

不検出

不検出

不検出

（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0006）（検出下限値：0.002）（検出下限値：0.0006）

不検出（検出下限値：0.004）

0.0014注） 分析結果は、試料採取日に減衰補正した。

2-93

不検出
（検出下限値：0.003）

0.0013

図 5-5 河川水の採取試料中のストロンチウム 89 の放射能濃度の検出値と採取位置

2-94

図 5-6 河川水の採取試料中のストロンチウム 90 の放射能濃度の検出値と採取位置

2-955.3.2 河底土の核種分析結果① 河底土におけるヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 等のガンマ線放出核種の放射能濃度の測定結果
1）ヨウ素 131 の放射能濃度の測定結果
河底土における I-131 の放射能濃度はいずれも検出下限値以下であった（表 5-6 参照）
2）放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
河川底においては、Cs-134 の放射能濃度は最大で 14,000Bq/kg（平均：3,005Bq/kg）、Cs-137の放射能濃度は最大で 15,000Bq/kg（平均：3,230Bq/kg）であった（表 5-6 参照）。
第１回、第２回それぞれの河底土の調査で Cs-134、Cs-137 が検出された箇所について、Cs-134、Cs-137 の放射能濃度の変化を確認したところ、いくつかの箇所において、梅雨前後で放射能濃度の増加、減少が見られるものの、採取箇所に共通した傾向は確認されなかった。なお、河川水と同様に、河底土についても、第１回、第２回とも福島第一原発に近いほど、放射性セシウムの放射能濃度は比較的高い傾向であった。
3）ヨウ素 131、放射性セシウム以外のガンマ線放出核種の放射能濃度の測定結果
河底土からは、放射性セシウム以外に本調査と並行して調査された福島第一原発から 100km 圏
内及び圏外の福島県で採取された土壌（約 2,200 箇所）の核種分析の結果からも検出されていた、
Te-129m、及び Ag-110m が放射性セシウムの放射能濃度に比べて放射能濃度は低いが、第１回、第２回とも検出されていた。なお、これらの放射性核種は、本調査で河底土中から高い放射性セシ
ウムの放射能濃度が検出された調査箇所である真野の試料等から検出されていた。
②河底土の粒径分布の測定結果
河底土については、試料に含まれる放射性セシウムの放射能濃度と各試料の粒径の関係を確認するため、JIS 規格に従い、粒度分布を測定した。測定結果は図 5-7 のとおりである。
5.3.3 浮遊砂の核種分析結果①浮遊砂におけるヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 等の放射能濃度の測定結果
1）ヨウ素 131 の放射能濃度の測定結果
浮遊砂における I-131 の放射能濃度はいずれも検出下限値以下であった（表 5-7 参照）
2）放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
浮遊砂においては、Cs-134 の放射能濃度は最大で 21,000Bq/kg（平均：5,176Bq/kg）、Cs-137の放射能濃度は最大で 24,000Bq/kg（平均：8,206Bq/kg）であった（表 5-7 参照）。
第１回、第２回それぞれの河底土の調査で Cs-134、Cs-137 が検出された箇所について、Cs-134、Cs-137 の放射能濃度の変化を確認したところ、いくつかの箇所において、梅雨前後で放射能濃度の増加、減少が見られるものの、採取箇所に共通した傾向は確認されなかった。なお、河川水と同様に、河底土についても、第１回、第２回とも福島第一原発に近いほど、放射性セシウムの放2-96

射能濃度は比較的高い傾向であった。
3）ヨウ素 131、放射性セシウム以外のガンマ線放出核種の放射能濃度の測定結果
浮遊砂からは、放射性セシウム以外に本調査と並行して調査された福島第一原発から 100km 圏
内及び圏外の福島県で採取された土壌（約 2,200 箇所）の核種分析の結果からも検出されていた、
Ag-110m が放射性セシウムの放射能濃度に比べて放射能濃度は低いが、第１回、第２回とも検出されていた。なお、これらの放射性核種は、本調査で浮遊砂中から比較的高い放射性セシウムの放射能濃度が検出された調査箇所である水無川北町の試料等から検出されていた。
②浮遊砂の粒径分布の測定結果
浮遊砂については、試料に含まれる放射性セシウムの放射能濃度と各試料の粒径の関係を確認するため、JIS 規格に従い、粒度分布を測定した。測定結果は図 5-8(a)、図 5-8(b)のとおりであ
る。

2-97

表 5-6

河底土中のヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 の放射能濃度測定結果について
単位：Bq/kg№

市町村名

マップ上の表記

二本松市

二本松

13

伊達市

月舘（県） ※１

20

川俣町

川俣 ※１

21

郡山市

御代田 ※１

24

須賀川市

西川
［西川（県）］

43

水無川 北町 ※１
南相馬市

小島田堰 ※１

44

真野 ※１

48

松原 ※１
いわき市
小名浜 ※１

49

I

不検出

※１

11

40

131

6 月 29、30 日採取
134
137
Cs
Cs

（検出下限値：17）
不検出（検出下限値：11）
不検出（検出下限値：16）
不検出（検出下限値：21）
不検出（検出下限値：14）
不検出（検出下限値：27）
不検出（検出下限値：16）
不検出（検出下限値：37）
不検出（検出下限値：20）
不検出（検出下限値：4）

3100

3500

1000

1100

2300

2600

4200

4700

2100

2300

7800

9000

2600

2900

14000

15000

3900

4400

55

64

その他

131

I

8 月 1、2 日採取
134
137
Cs
Cs

不検出
（検出下限値：9.7）
不検出（検出下限値：11）
不検出（検出下限値：9.9）
不検出（検出下限値：11）
不検出（検出下限値：7.1）
不検出（検出下限値：20）
不検出（検出下限値：19）110m

Ag : 93

不検出

129m

Te : 1800（検出下限値：30）129m

Te : 3100

不検出（検出下限値：9）不検出（検出下限値：7.5）

830

930

920

1000

920

1100

1000

1200

400

480

4200

4800

3600

4200

6000

6700

740

830

440

510

その他

110m

Ag : 25129m

Te : 270※１及び［ ］内は、観測所名

表 5-7

浮遊砂中のヨウ素 131、セシウム 134、セシウム 137 の放射能濃度測定結果について
単位：Bq/kg№

市町村名

マップ上の表記11

二本松市

二本松 ※１13

伊達市

月舘（県） ※１

20

川俣町

川俣 ※１

21

郡山市

御代田 ※１

24

須賀川市

西川
［西川（県）］
水無川 北町 ※１

40
43

南相馬市

小島田堰 ※１
真野 ※１

44

松原 ※１

48
いわき市
49

小名浜 ※１

8 月 31 日、9 月 1 日採取
134
137
I
Cs
Cs
不検出
11000
13000
（検出下限値：40）
不検出
9000
11000
（検出下限値：37）
不検出
7800
9300
（検出下限値：34）
不検出
4800
5600
（検出下限値：21）
不検出
6100
7200
（検出下限値：33）131

不検出（検出下限値：47）
不検出（検出下限値：32）
不検出（検出下限値：89）
不検出（検出下限値：20）
不検出（検出下限値：17）

その他

110m

Ag : 22

21000

24000

110m

Ag : 66

9600

11000

110m

Ag : 59

12000

13000

1000

1200

960

1100

※１及び［ ］内は、観測所名

2-98

9 月 26 日、27 日、10 月 18 日採取
134
137
I
Cs
Cs
その他
不検出
6400
7800
（検出下限値：32）
不検出
4000
4700
（検出下限値：25）
不検出
4900
5900
（検出下限値：29）
不検出
1600
2000
（検出下限値：16）131

不検出（検出下限値：39）
不検出（検出下限値：36）
不検出（検出下限値：41）
不検出（検出下限値：12）
不検出（検出下限値：16）

13000

16000

110m

Ag : 86

8100

9900

110m

Ag : 61

9300

11000

110m

Ag : 60

670

810

1200

1400

44
43

48
49

13
11

21
24

20
40

河底土試料の粒度試験（第１回）

44
43

48
49

13
11

21
24

40
20

河底土試料の粒度試験（第２回）
図 5-7 河底土試料の粒度分布の状況
2-99

図 5-8(a) 浮遊砂試料の粒度分布の状況［浮遊砂試料の粒度試験（第１回）］

2-100

図 5-8(b) 浮遊砂試料の粒度分布の状況［浮遊砂試料の粒度試験（第２回）］

2-101

5.3.4 河底土の放射性セシウムの放射能濃度の粒度補正
大気から降下した Cs-137 は、土壌表層の微細な土壌粒子や有機物など表面積が大きな対象物や細かい粒子に吸着しやすいことが He and Walling(1996)により、報告されている。これは、土壌においては、細粒な土壌粒子ほど、土壌粒子の重量あたりの表面積（比表面積）が大きくなるため、放射性セシウムが吸着しやすいことによるものである。したがって、本調査においても、粒度組成の異なる河底土試料の放射性セシウムの放射能濃度を比較するためには、河底土の粒径の違いによる放射性セシウムの放射能濃度の違いを補正する必要がある。
He and Walling はイギリスのデボン州の河川において、Cs-137 と吸着する土壌粒子の粒径との関係について調査し、土壌試料の比表面積（土壌粒子 1g あたりの表面積）が大きくなるにつれて、
Cs-137 の放射能濃度が比表面積の 0.65 乗で増加することを示している（図 5-9 参照）（He and
Walling 1996）。
そこで、本調査では、河底土の粒径による放射性セシウムの放射能濃度の違いを補正するため、ある特定の箇所で採取された河底土の比表面積と各調査箇所で採取された河底土の比表面積の比を用いた、下記の式を用いることとした。

Sms v
P = ⎛S ⎞⎝sl(式 5-1)⎠

ここで、P は粒径補正係数、Sms 及び Ssl はそれぞれ各調査箇所で採取された河底土の比表面積、及びある特定の箇所で採取した河底土の比表面積である。なお、ここでいう比表面積は、河底土が球形の粒子で構成されていると仮定して、図 5-9 に示した河底土の粒度分布から算出した見か
け上の比表面積である。v はべき乗の関数で、He and Walling の調査結果から 0.65 である。この粒径補正係数 P を各河底土試料の放射性セシウムの放射能濃度に乗じることで、土壌試料の粒径の違いによる放射性セシウムの放射能能の違いを補正することが可能である（Mizugaki et al.
2008）。
この方法を用いて、地点番号１「真野」における河底土試料の比表面積を Ssl として、粒径の組成の違い（比表面積の違い）ごとに河底土の放射能濃度を規格化した。結果は表 5-8 のとおりである。
なお、Ssl の箇所の決定にあたっては、以下のような基準で選定した。

Ssl の箇所の選定にたっては、河川中の放射性物質の移行状況を確認することを目的として、土壌粒子の流速と粒径の関係から河川中の土壌粒子の状況を表している、ユルストローム図（図 5-10参照）を用いて選定することとした。ユルストローム図における A の線は、土壌が侵食するときの土壌粒子の粒径と流速関係を示しており、A の線より上方で土壌粒子の粒径と流速が存在する
ようであれば、土壌が侵食されていることを示す。他方で、B の線は土壌粒子が運搬する限界流速を示す。
この図によれば、河川の平均流速が 1cm/s というきわめて遅い流速であれば、0.1mm の粒径の土砂粒子は堆積しないことがわかる。したがって、粒径 0.1mm 以下の粒径の土壌粒子は途中で堆積せず、基本的に海に流れるものと考えられる。口太川に設置した浮遊砂サンプラーで測定され2-102

た浮遊砂の土壌粒子は、図 5-11(a)に示すように粒度分布の中央値は 30μm であり、土壌粒子の最大の粒径が 0.1mm で構成され、河川中を流れていることが確認されている。本結果からも、ユルストローム図の結果が適用できることを示している。
他方で、ユルストローム図によれば、土壌粒子の粒径が 0.1mm 以上の粒子は、川において堆積と運搬を繰り返していると考えられる。そこで河川中の放射性物質の移行を調査するため、河底土の代表的な土壌を選定するための基準として、土壌粒子の直径が 0.1mm 以上の土壌粒子が大半を占める箇所として「調査箇所（44）の真野」を選択した。
なお、図 5-11(b)は、調査箇所（44）の真野で採取された河底土の粒度分布である。これを見ると本調査箇所では、中央値も 0.5mm であり、土壌粒子の多くが粒径 0.1mm 以上となっている。
他方で、調査箇所（43）の小島田堰と調査箇所（21）の御代田の放射性セシウムの放射能濃度を比較すると、補正前は小島田堰では Cs-134、Cs-137 の放射能濃度は 2,600（Bq/kg）、2,900（Bq/kg）であるのに対して、御代田では、4,200（Bq/kg）、4,700（Bq/kg）であったが、図 5-7 の各調査箇所で採取された河底土の粒度分布を見ると、小島田堰で採取された河底土の土壌粒子の粒度分布
は、中央値が 0.5mm であり、0.1mm 以下の土壌粒子が 10％以上となっているのに対して、御代田で採取された河底土の土壌粒子の粒度分布は、中央値が 0.02mm であり、0.1mm 以下の土壌粒子が90％以上となっており、御代田で採取された河底土の方が細かい土壌粒子で構成されていることが確認されている。そこで、式 5-1 を使用して、粒度補正をしたところ、小島田堰で採取された河底土の比表面積は 0.021（m2/g）であるのに対して、御代田で採取された河底土の比表面積は0.459（m2/g）であり、御代田で採取された土壌の比表面積の方が小島田堰で採取された土壌の比
表面積よりの大きくなることから、御代田の粒度補正後の Cs-134、Cs-137 の放射能濃度は 325（Bq/kg）、364（Bq/kg）であるのに対して、小島田堰粒度補正後の Cs-134、Cs-137 の放射能濃度
は 1,475（Bq/kg）、1,650（Bq/kg）となり、小島田堰の方が粒度補正後の放射性セシウムの放射能濃度は高くなっている。

2-103

Cs‐137 放射能濃度=14.5×（土壌の比表面積）0.65
土壌の比表面積（㎡／g）

図 5-9 土壌の比表面積（㎡／g）とセシウム 137 の放射能濃度の関係（He & Walling、1996)
表 5-8 河底土の放射性セシウムの放射能濃度（第１回）と粒径補正後の放射能濃度（単位 Bq/kg）
試料採取
日

測定結果（河底土） （単位 Bq/kg）

比表面地点番号 測定日積
2(m /g)

Cs-13423.7.9
0.009
09:21

1.0

小島田 23.7.9
23.6.30 43
0.020
10:31
堰

1.8

23.6.30 44 真野

23.7.9
11:38

0.21

23.7.9
12:52

0.22

8.0

月館
（県）

23.7.9
0.004
14:01

0.60

23.6.30 11 二本松

23.7.9
0.067
15:10

3.7

23.6.29 21 御代田

23.7.9
0.460
16:17

13.0

23.6.29 24 西川

23.7.9
0.048
17:23

3.0

水無川 23.7.11
23.7.1 40
0.015
北町 09:19

1.4

23.7.11
0.003
10:35

0.49

23.6.30 48 松原
23.6.30 49 小名浜
23.6.29 13

23.6.30 20 川俣

Cs-134

Cs-137(粒度補正済）（粒度補正済）P
Cs-13714000 ±

50

15000

±

50

14000

±

50

15000

±

50

2600

±

20

2900

±

20

1480

±

11

1700

±

11

3900

±

30

4400

±

30

500

±

4

570

±

4

55

±

4.0

64

±

3.6

7

±

0

8

±

0

1000

±

20

1100

±

20

1700

±

34

1900

±

34

3100

±

20

3500

±

20

840

±

5

950

±

5

4200

±

30

4700

±

30

330

±

2

360

±

2

2100

±

20

2300

±

20

710

±

7

770

±

7

7800

±

40

9000

±

40

5600

±

28

6400

±

28

2300

±

20

2600

±

20

4700

±

41

5400

±

41

7.7

2-104

図 5-10 ユルストローム図(a)浮遊砂サンプラーで採取され相対粒子量た土壌試料の粒度分布(b)河底土(真野)
0.5mm

の粒度分布

土壌粒子の粒径（㎜）
図 5-11 浮遊砂サンプラーで採取された、浮遊砂の粒度分布、及び河底土の粒度分布2-1055.4 考察5.4.1 全体的な考察
本調査は、福島県において、これまでの陸上モニタリングや航空機モニタリングの結果を参考にして、福島第一原発の北西方向を中心に、放射性物質の蓄積量が比較的高い箇所にある河川及び井戸を選択した上で放射能濃度を測定したものであり、地点数は限られているものの、本調査期間においては、梅雨前後で河川試料(河川水、河底土、及び浮遊砂)、及び井戸水における放射能濃度に大幅な変化傾向がないことを確認することができた。
他方で、調査期間が短いこともあり、河川試料(河川水、河底土、及び浮遊砂)、及び井戸水における放射性物質の放射能濃度の変化を詳細に確認するためは、今後も長期的に調査を実施することが必要である。
5.4.2 本測定結果に関する考察（河川水、井戸水中の放射性セシウムの放射能濃度に関する考察）
本調査で検出された、河川水及び井戸水の放射性セシウムの放射能濃度は、 河川水においては、
Cs-134 の放射能濃度は最大で 1.9Bq/kg、Cs-137 の放射能濃度は最大で 2.0Bq/kg であり、また、井戸水においては、Cs-134 の放射能濃度は最大で 0.85Bq/kg、Cs-137 の放射能濃度は最大で1.1Bq/kg であった。いずれも飲食物摂取制限に関する暫定規制値 200Bq/kg よりも非常に小さい
ことが確認された。
（参考）飲食物摂取制限の暫定規制値に対する本調査の最高値の比率
・河川水における Cs-134、Cs-137：2.0×10－2
・井戸水における Cs-134、Cs-137：9.8×10－3（河川水、井戸水中の放射性ストロンチウムの放射能濃度に関する考察）
本調査で検出された、井戸水の Sr-90 の放射能濃度（1.4×10－3 Bq/kg）は、事故前の全国の蛇口水等の Sr-90 の放射能濃度（検出下限値～2.3×10－3 Bq/kg（平均：1.0×10－3 Bq/kg）：平成 21
年度調査結果）の範囲内であった。なお、井戸水では、Sr-89 が検出されていないことから、井戸水においては、今回の事故の影響は確認できなかった。
本調査において、放射性ストロンチウムの放射能濃度の最高値が検出された河川水を 1 年間飲み続けた場合に生じる内部被ばく量について、１日の水分の摂取量は、ICRP Publication 23 で使用している成人の水分の摂取量（1 日当たり 2.65 リットル）とし、「核原料物質、核燃料物質
及び原子炉の規制に関する法律」において、実用発電用原子炉など、原子力施設の形態ごとに定められた線量限度等を定める告示の第 3 欄「経口摂取した場合の実効線量係数（mSv/Bq）」（Sr-89：2.6×10－6 mSv/Bq、Sr-90：2.8×10－5mSv/Bq、Cs-134：1.9×10－5 mSv/Bq、Cs-137：1.3×10－5 mSv/Bq）
を用いて計算したところ、放射性セシウムの放射能濃度の最高値が検出された河川水を 1 年間飲み続けた場合に生じる内部被ばく線量と比べて、非常に低いことが確認された。なお、本調査で試料を採取した井戸は飲用には使用していないが、本傾向は、井戸水についても同様であった。
放射性セシウムが含まれる河川や井戸水を 1 年間飲み続けた場合の放射性セシウムによる内部
2-106

被ばく線量に比べて、放射性ストロンチウムが含まれる河川水や井戸水を 1 年間飲み続けた場合の放射性ストロンチウムによる内部被ばく線量は非常に小さく、河川水にプルトニウムが検出されていないことから、今後の被ばく線量評価においては、河川水、井戸水についても土壌と同様に、放射性セシウムの放射能濃度に着目していくことが適切であると考える。
(参考 1)
本調査においてストロンチウム 89、ストロンチウム 90 の最高値が検出された河川水を 1 年間飲み続けた場合に生じる内部被ばく線量①河川水中の Sr-89：1.4×10－4 mSv②河川水中の Sr-90：4.9×10－4 mSv(参考 2)
本調査においてセシウム 134、セシウム 137 の最高値が検出された河川水を 1 年間飲み続けた場合に生じる内部被ばく線量③河川水中の Cs-134：3.5×10－2 mSv④河川水中の Cs-137：2.5×10－2 mSv(参考 3)
本調査においてセシウム 134、セシウム 137、ストロンチウム 90 のそれぞれの最高値が検出された井戸水を 1 年間飲み続けた場合に生じる内部被ばく線量⑤井戸水中の Cs-134：1.6×10－2 mSv⑥井戸水中の Cs-137：1.4×10－2 mSv⑦井戸水中の Sr-90：3.8×10－5 mSv
5.4.3 井戸水の放射能濃度の測定結果に対する考察
放射性セシウムが検出された全ての井戸は、以下のような要因により、放射性セシウムが混入したものと推定され、現時点では、土壌に蓄積した放射性セシウムが地下水を通じて井戸水に移行していないものと考えられる。
・No.14 の井戸水から放射性セシウムが検出された要因はわからないものの、8 月の調査では放射性セシウムは検出されていないことから、放射性セシウムは地下水を通じて移行していないものと推定される。
・No.19 の井戸水は、井戸の開口部が地表面から高さ 10cm と他の井戸に比べて低い位置にあったため、蓋をしているものの、雨水等に含まれる放射性セシウムが混入した可能性がある。
・No.24 の井戸水は、外部に設置されたタンクに井戸水をためており、タンクに雨水等の降下物
により放射性セシウムが混入した可能性がある。
・No.43 の井戸水は、7 月調査時に採取した水が濁っていたこともあり、7 月の調査直前に井戸を修理した際に、外部から放射性セシウムが混入したものと思われる。
・No.46 の井戸水は、沢の水を引いているため、沢の水を通じて放射性セシウムが混入した可能2-107

性がある。
・No.48 の井戸水は、ビニールシートで覆っているだけの蓋のない井戸であったため、周辺の土壌等の巻き上げによる、放射性セシウムは混入したものと推定される。
5.4.4 河川水の放射能濃度の測定結果に対する考察
河川水中に含まれる放射性セシウム、放射性ストロンチウムは、放射能濃度は低いものの、第１回、第２回それぞれにおいて一定量検出されていることから、土壌等に沈着した放射性セシウ
ムや放射性ストロンチウムは河川に移行していることが確認された。なお、河川水に含まれる
Cs-137 の放射能濃度に対する Sr-90 の放射能濃度の比率が、土壌試料における比率に比べて 3 倍程度高くなっているが、これは、要因の一つとして、放射性ストロンチウムが放射性セシウムに比べて土壌から水に溶出しやすいことによるものと考えられる。
(参考)
・本調査における河川水中の Cs-137 の放射能濃度に対する Sr-90 の放射能濃度の比率：3.3×10－3～2.3×10－2（平均：8.7×10－3）・土壌試料におけるセシウム 137 の放射能濃度に対するストロンチウム 90 の放射能濃度の比率：
1.6×10－4～5.8×10－2（平均：2.6×10－3）（本年 9 月 30 日公表済み）
5.4.5

河川水、河底土及び浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度と流域内の土壌の放射性セシウムの放射能濃度の関係
本調査で得られた河川水中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度の結果からは、図 5-3、図5-4 を見る限り、規則性は見出せなかった。
他方で、土壌表面に沈着した放射性セシウムが河川へ移行していることは事故前の調査結果から明らかであることから、本調査と並行して実施された、福島第一原発から 100 ㎞圏内及びその圏外の福島県で採取された約 2,200 箇所の土壌の放射性セシウムの放射能濃度と河川水、河底土及び浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度の関係について検討した。
図 5-12、図 5-13 は、本調査で測定された河川水の放射能濃度の各採水箇所ごとの測定結果を、採水箇所の上流域の土壌の放射性セシウムの放射能濃度の平均値を放射能濃度の範囲ごとに色分けにした図にプロットした図である。この図を見ると、全般的に採水箇所の上流の土壌中の放射線セシウムの放射能濃度の平均値が高い方が、河川水中の放射性セシウムの放射能濃度が高い傾向が見受けられる。
そこで、本調査箇所中のうち、河川水中の放射性セシウムの放射能濃度の測定結果が検出下限
値（約 0.2Bq/L）以下となっている箇所を除き図示した（図 5-14 参照）。図示する際、採水箇所の上流域において土壌を 4 箇所以下でしか測定していない場合、代表性が乏しいと判断し、解析から除外した。また、小名浜地域は、海水の混入が認められることから、同様に解析から除去した。また、図 5-14(a)に見られるように、流域面積が非常に広い阿武隈川本川の渡利地区において、河川水中の放射性セシウムの放射能濃度が他の箇所に比べて高い箇所が確認されたが、渡利地区は土壌に沈着した放射性セシウムの放射能濃度が比較的高く、そのすぐ下流側でも渡利地区の高い放射性セシウムの放射能濃度の影響を受けていると考えられるが、図 5-14(a)の横軸の土
2-108壌の放射性セシウムの放射能濃度においては、阿武隈川上流全体で平均化しているため、このよ
うなプロットとなったと考えられる。このため、このような箇所の測定結果を除去して相関関係を確認した。
その結果、図 5-14(b)に見られるように、各河川の上流域内で採取された土壌の放射性セシウ
ムの放射能濃度の平均値と河川水中の放射性セシウムの放射能濃度の関係において、上流域の土壌の放射性セシウムの放射能濃度が高いと河川水中の放射性セシウムの放射能濃度が高くなることが確認された。ただし、阿武隈川本川において部分的に河川中の放射性セシウムの放射能濃度が高くなったような箇所については、今後の調査において傾向を確認していく必要がある。
また、河底土中の放射性セシウムの放射能濃度と上流域内で採取された土壌の放射性セシウムの放射能濃度の関係を確認した。確認にあたっては、河川内で土壌粒子が流速の違いにより分離されていることを考慮し、粒度補正後の河底土中の放射性セシウムの放射能濃度を使用した。その結果、この傾向は、図 5-15 に見られるように、上流域内で採取された土壌の放射性セシウムの放射能濃度の平均値と粒度補正後の河底土中の放射性セシウムの放射能濃度（第１回：6 月 30 日、
第２回：8 月 2 日）においても、同様に正の相関が確認された。
さらに、浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度と上流域内で採取された土壌の放射性セシウ
ムの放射能濃度の関係を確認した。浮遊砂については、粒度補正の影響が少なかったことから粒度補正をしていない浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度を使用した。その結果、図 5-16 に見られるように、上流域内で採取された土壌の放射性セシウムの放射能濃度の平均値と浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度（第１回：8 月 31 日、第２回：9 月 26 日）においても弱いながら正の相関が認められた。
以上から、河川水、河底土、及び浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は、採取地
点の上流域の放射性セシウムの沈着量と一定の比例関係があることが示された。この関係は、他の地域においても原理的に適用可能であると考えられるため、任意の地点で、採水箇所の上流域に沈着している放射性セシウムの平均の放射能濃度がわかれば、河川水、河底土、及び浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度を推定することができる可能性がある。
本調査では、放射性セシウムの放射能濃度の補正をするために、河底土、及び浮遊砂の粒径分
布のみ調べて補正したが、Mizugaki et al(2008)によれば、河川内の流出物質中の Cs-134 及びCs-137 の放射能濃度は、有機物の含有量等にも依存している可能性が示されている。このような有機物に付着した放射性セシウムは藻類、魚類等に移行する可能性があり、放射性セシウムの移行メカニズムを確認する上で、今後、河底土、及び浮遊砂に含まれる有機物の含有量に着目した調査が重要である。

2-109

図 5-12 採水箇所の上流域の土壌のセシウム 134 の放射能濃度の平均値を放射能濃度の範囲で色分けした図に河川水中のセシウム 134 の放射能濃度の測定結果をプロットした図2-110

図 5-13 採水箇所の上流域の土壌のセシウム 137 の放射能濃度の平均値を放射能濃度の範囲で色分けした図に河川水中のセシウム 137 の放射能濃度の測定結果をプロットした図2-111

図 5-14(a) 上流域の土壌中の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/㎡）の平均値と採水箇所における河川中の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/㎡）の関係

図 5-14(b) 上流域の土壌中の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/㎡）の平均値と採水箇所(阿武隈川本川を除く)における河川中の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/㎡）の関係

2-112

図 5-15 上流域の土壌中の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/㎡）の平均値と採水箇所における河底土の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/㎡）の関係

図 5-17上流域の土壌中の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/㎡）の平均値と採水箇所に
図 5-16
おける浮遊砂の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/㎡）の関係
2-113

5.4.6

河川水に含まれる放射性セシウムの放射能濃度と河底土及び浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度の関係
図 5-17 は、河川中の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/ m2）と河底土の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/m2）の関係である。第１回（6 月 30 日）と第２回（8 月 2 日）とも、河川水と粒径補正した河底土の Cs-134 及び Cs-137 濃度との間に相関が見られた。
河底土の粒径補正前後の放射性セシウムの放射能濃度と河川水の放射性セシウムの放射能濃度の関係を図 5-18 に示す。この図から、粒径補正によって、河底土の放射性セシウムと河川水の放射性セシウムの相関が改善していることがわかる。したがって、様々な粒径特性を持つ異なった地点において、河底土の放射性セシウムの放射能濃度の測定結果から河川水の放射性セシウムの放射能濃度を推定する場合、He and Walling の方法によって粒度補正を行うことが、福島県の河川においても有効であると考えられる。
今後の課題としては、福島県の河底土の粒度別の放射性セシウム濃度を詳細に測定することにより、より予測精度の向上につながると期待される。

2-114

図 5-17 河川中の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/m2）と河底土の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/m2）の関係

2-115

河底土のセシウム 137 の放射能 濃度 (生データ)（Bq/㎏）
河底土のセシウム 137 の放射濃度（生データ）（Bq/kg）

河底土のセシウム 137 の放射能濃度(粒度補正後)（Bq/㎏）

河川水のセシウム 137 の放射能濃度（Bq/L）

河川水のセシウム 137 の放射能濃度（Bq/L）

図 5-18 河底土の粒径補正前後の放射性セシウムの放射能濃度と河川水の放射性セシウムの放射能濃度の関係

2-116

引用文献
(1) Fukuyama, T., Onda, Y., Gomi, T., Yamamoto, K., Kondo, N., Miyata, S., Kosugi, K.,
Mizugaki, S., Tsubonuma, N. (2010) Quantifying the impact of forest management practiceon the runoff of the surface-derived suspended sediment using fallout radionuclides.
Hydrological Processes, 24(5), 596-607.
(2) He Q, Walling DE. 1996. Interpreting particle size effects in the adsorption of Cs-137
and unsupported Pb-210 by mineral soils and sediments. Journal of Environmental
Radioactivity 30: 117-137.
(3) 古賀聡子・恩田裕一・飯島英夫. 2004. 長期浮遊砂サンプリングのための簡易サンプラーの実験的検証. 筑波大学陸域環境研究センター報告 5: 109-114.
(4) Mizugaki, S., Onda, Y., Fukuyama, T., Koga, S., Asai, H., Hiramatsu, S. (2008) Estimationof suspended sediment sources using 137Cs and 210Pbex in unmanaged Japanese cypress
plantation watersheds in southern Japan. Hydrological Processes 23, 4519-4531.
(5) 恩田裕一. 2007. 森林の荒廃による表面流出の発生および細粒土砂の河川への流出. 地盤工学会誌 55: 16-19.
(6) 小山内信智・水野秀明・沖中健起・原槇利幸. 2005. Time-integrated sampler の浮遊砂採取効率に関する水路実験. 国土技術政策総合研究所資料 266: 74 pp.
(7) Phillips JM, Russell MA, Walling DE. 2000. Time-integrated sampling of fluvial suspended
sediment: A simple methodology for small catchments. Hydrological Processes 14:
2589-2602.
(8) Wallbrink PJ, Murray AS. 1993. Use of fallout radionuclides as indicators of erosion
processes． Hydrological Processes 7: 297-304.
(9) Wallbrink PJ, Roddy BP, Olley JM. 1997. Quantifying the redistribution of soils andsediments within a post-harvested forest coupe near Bombala, New South Wales, Australia.
CSIRO Land and Water Technical Report No.7/97(10) Wallbrink PJ, Roddy BP, Olley JM. 2002. A tracer budget quantifying soil redistribution
on hillslopes after forest harvesting. Catena 47: 179-201.

2-117

６．放射性物質の包括的移行状況調査
恩田裕一・田村憲司・辻村真貴・若原妙子・福島武彦・谷田貝亜紀代（筑波大学）
北 和之（茨城大学）、山敷庸亮（京都大学）、吉田尚弘（東京工業大学）
高橋嘉夫（広島大学）
6.1 調査目的
これまでのチェルノブリ原発事故等の経験から、
地表面に降り積もった放射性物質は、
その後、土壌や河川等の自然環境を通じて移行することが確認されている。したがって、今後の放射性物
質の蓄積量の変化を予測するためには、森林、土壌、地下水、河川水における放射性物質の移行状況、及び樹木や土壌からの巻き上げ状況等による放射性物質の移行状況の確認が必要である。
しかしながら、これまでのところ、森林、土壌、地下水、河川を通じた包括的な移行調査は行われてこなかった。そこで、本調査では以下のような調査を包括的に実施し、現時点における土壌や河川等の自然環境を通じた放射性物質の移行状況について確認することとした。（全体像は図6-1 参照）(1) 森林、土壌等の自然環境中における放射性物質の移行状況調査
1) 森林、畑地及び草地等における、土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布状況調査
2) 森林における放射性物質の分布状況の確認及び移行状況調査
3) 様々な土地利用区画からの土壌侵食による放射性物質の移行状況調査
4) 森林、土壌等の自然環境からの放射性物質の飛散量の測定(2) 土壌水、河川水、湖沼、地下水等の水循環に伴う放射性物質の移行状況調査
1) 様々な土地利用区画からの土壌水、地下水、渓流水、湧水を通じた放射性物質の移行状況調査
2) 水田から河川への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
3) 河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
4) 湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認(3) 大気-土壌-河川等の自然環境における放射性物質の動態解析
1) 土壌への放射性物質の沈着状況と降水量との関係の確認
2) 土壌や森林表面から大気に移行する放射性物質とエアロゾルの関係の確認
3) 森林内を降下する雨に含まれる放射性物質の有機物質への付着状況の確認
4) 土壌及び河川の浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの化学特性の確認

2-118

図 6-1 本調査の全体概要

2-119

6.2 実施内容
6.2.1 調査概要
調査概要は以下のとおりである。
(1) 森林、土壌等の自然環境中における放射性物質の移行状況調査
1) 林、畑地及び草地等における、土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布状況調査
自然環境の違いによる放射性物物質の土壌中の深度分布の違いを明らかにするため、福島県伊達郡川俣町内の森林（スギ若齢林、スギ壮齢林及び広葉樹混合林）畑（タバコ畑、畑地）、水田、草地（採草地）、及び牧草地の 8 地点において深度別に土壌を採取し、それぞれの土壌について、核種分析を実施。また、事故発生直後に調査した土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布状況の結果と本調査の結果を比較し、土壌下方方向の放射性セシウムの分布状況の変化を確認。
2) 森林における放射性物質の分布状況の確認及び移行状況調査
福島第一原発から放出された放射性物質の森林環境への蓄積と移行の状況を確認するため、ポータブルゲルマニウム半導体検出器を用いて、スギ若齢林、スギ壮齢林及び広葉樹混合林内外の
高度別の空間線量率の傾向の確認、及び林床表面の放射性セシウムの沈着量の傾向を確認。
また、高度別に葉、林内雨、樹幹流、落葉等に付着した放射性セシウムの放射能濃度を測定し、森林内の放射性セシウムの分布状況と移行状況の調査を実施。
3) 様々な土地利用区画からの土壌侵食による放射性物質の移行状況調査
様々な土地利用区画からの土壌侵食に伴う放射性物質の移行状況を確認するため、緩勾配のタ
バコ畑、急勾配の畑地、採草地、牧草地、及びスギ若齢林の任意の傾斜地 5 地点に、ステンレス板による境界区分を設置するとともに、境界区分の下流側に三角堰（流量計測）及びタンク（土砂溜め）を設置し、土砂の流出量、及び放射性セシウムの流出量について測定を実施。
4) 森林、土壌等の自然環境からの放射性物質の飛散量の測定
土地利用の違いに伴い、地表面や森林等に降下した放射性物質の大気への飛散（再浮遊）状況の違いを確認するため、裸地（小学校グラウンド）、畑（タバコ畑、畑地）、水田、採草地、放牧
草地、スギ若齢林及び広葉樹混合林の 8 地点において、集塵器（エアサンプラ）を用いて、放射性セシウムを対象に飛散（再浮遊）量の測定を実施。
(2) 土壌水、河川水、湖沼、地下水等の水循環に伴う放射性物質の移行状況調査
1) 土壌水、地下水、渓流水、湧水を通じた放射性物質の移行状況調査
土壌水、地下水、渓流水、湧水の水循環プロセスに伴う、地表面に沈着した放射性物質の環境中への移動・循環状況を確認するため、牧草地、草地、採草地、畑地、スギ壮齢林、及びスギ若
齢林の 6 地点から土壌水、地下水、湧水、渓流水を採取し、放射性セシウムの分布状況と移行状
況の調査を実施。
2) 水田から河川への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
水田耕作を通じた集水域から河川に移行する放射性物質の移行状況を確認するため、耕作方法が異なる二つの水田から流出する浮遊土砂量を測定するともに、浮遊土砂中の放射性セシウムの放射能濃度の測定を実施。

2-120

3) 河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
河川を通じた流域から海洋への放射性物質の輸送量（フラックス）を明らかにするため、口太川及び下流の阿武隈川本川の 6 地点で水位、流量観測を行い、浮遊砂サンプラを用いて土壌流出量の観測を実施するとともに、同位置で採水し、浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度を測定。
4) 湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認
河川に流出した放射性物質が河川の下流にある湖沼や貯水池への移行状況を確認するため、農業用貯水池（以下、「貯水池」という。
）4 箇所及びダム湖 1 箇所から、土壌コア採取器を用いて底泥を採取し、底泥深さ方向の放射性セシウムの放射能濃度の分布状況を確認。
(3) 大気-土壌-河川等の自然環境における放射性物質の動態解析
1) 土壌への放射性物質の沈着状況と降水量との関係の確認
降雨量分布と放射性物質の沈着量の関係について確認するため、福島県及び周辺におけるレー
ダアメダスデータ、雨量計データ（気象庁・国土交通省テレーメータ雨量計・福島大学）、及び福島大学降雨レーダ（以下、「X バンド」という。
）を解析し、放射性物質の沈着状況が確認されている山木屋地区の降水時系列、降水パターンと比較を実施。
2) 土壌や森林表面から大気に移行する放射性物質とエアロゾルの関係の確認
土壌や森林表面から大気に飛散する放射性セシウム等がどのようなな粒径（粒子の大きさ）のエアロゾルに付着し、飛散しているか確認するため、集塵器（エアサンプラ）を用いて土壌や森林等から飛散した大気浮遊塵を採取し、放射性セシウム等の放射能濃度を測定するともに、放射性セシウム等のエアロゾルへの付着状況の確認を実施。
3) 森林内を降下する雨に含まれる放射性物質の有機物質への付着状況の確認
森林に付着した放射性物質の降雨を通じた移行状況を確認するため、森林内を降下する雨水（以下、「林内雨」という。
）を林内雨捕集器（林内雨サンプラ）、樹幹流捕集器（樹幹流サンプラ）を用いて採水し、林内雨に含まれる植物由来の有機酸（ギ酸、酢酸、シュウ酸）、及び各種無機陰イオンの測定することで、林内雨及び樹幹流に含まれる放射性セシウムがどのような森林植生由来の有機物質に付着しているか確認。
4) 土壌及び河川の浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの化学特性の確認
土壌及び河川の浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの化学特性の確認のため、土壌中の放射性セシウムの水溶解性、X 線吸収微細構造法による粘土鉱物中のセシウム局所構造の解明、土壌・
浮遊砂（河川懸濁粒子）中の放射性セシウムの分布状態を確認。
6.2.2 本調査の実施期間
本調査は、森林から土壌への放射性物質の移行状況調査、土壌中の放射性物質の分布状況の確認と下方移動の確認、土壌水、地下水、渓流水の水循環系における放射性物質の移行状況調査、
森林や様々な土地利用の土壌からの放射性物質の巻き上げ状況の確認、土壌侵食による放射性物
質の流出状況の確認、湖沼・ため池における放射性物質の堆積状況の確認について、大学等が連合して調査を実施した。これらの調査は、6 月 6 日より可能な限り早く計測機器の設置を行い、放射性物質降下後の初期移行状況の把握に努めた。なお、いずれの調査についても 8 月 31 日まで
実施した。
2-121

6.2.3 調査地点
本調査では、調査結果が環境への放射性物質の影響の把握や今後の住民帰還のための基礎デー
タとして重要となることを考慮し、比較的、放射性物質の沈着量が高く、計画的避難区域内であり、阿武隈川水系口太川上流地域である伊達郡川俣町山木屋地区を選定した。
山木屋地区は、図 6-2 に示すとおり、同時期に測定された文部科学省による第 3 次航空機モニ
タリング、及び文部科学省が同時期に福島第一原発から 100km 圏内及び圏外の福島県の土壌を約2,200 箇所で採取・核種分析した測定結果において、Cs-137 の蓄積量が 300 kBq/m2 以上を示している箇所である。Cs-137 の沈着量は北東ほど高い傾向を示し、山木屋地区東部の水境付近では、
Cs-137 の沈着量は 1,000kBq/m2 程度となっている。
本調査では、山木屋地区を中心に、以下のような調査箇所でそれぞれの調査を実施した。
(1) 森林、土壌等の自然環境中における放射性物質の移行状況調査
1) 森林、畑地及び草地等における、土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布状況調査
調査地点として、福島県伊達郡川俣町内の 8 地点（畑地（図 6-3(a)⑧）
、タバコ畑（図 6-3(a)⑩）
、採草地（図 6-3(a)④）
、水田（図 6-3(a)③）
、放牧草地（図 6-3(a)⑥）スギ壮齢林（図 6-3(a)⑦）
、スギ若齢林（図 6-3(a)⑦）
、広葉樹林（図 6-3(a)②））を選定した。また、時間の経過に伴う、放射性セシウムの深度分布の違いを確認するため、平成 23 年 4 月 28 日の事前調査を実施した箇所（図 6-3(b)の白丸箇所⑫：川俣町小綱木においても、再度、土壌を採取した。
2) 森林における放射性物質の分布状況の確認及び移行状況調査
調査地点として、福島県伊達郡川俣町内から、針葉樹林として、スギ壮齢林（樹齢 40～50 年）
1 地点（図 6-3(a)⑦）及びスギ若齢林（樹齢 18 年）1 地点（図 6-3(a)⑦）を選定し、広葉樹林
として、ナラガシワ等が生育している広葉樹混合林 1 地点（図 6-3(a)②）を選定した。それぞれの森林にタワー（やぐら）(8m：1 本、12m：2 本）を建立し、高度別の放射性物質の分布状況等を調査した。
3) 様々な土地利用区画からの土壌侵食に伴う放射性物質の移行状況調査
調査地点として、川俣町山木屋地区内において、緩勾配のタバコ畑（図 6-3(a)⑩、急勾配の畑地（図 6-3(a)⑧）
、草地（疣石山）（図 6-3(a)⑪）
、放牧草地（図 6-3(a)⑥）
、及びスギ若齢林（図6-3(a)⑦）を選定した。それぞれの地点に、土壌侵食の影響を確認するために設定されている、USLE 標準サイズ（幅 5m、長さ 22.1 m）の「ステンレス板による境界区分」を設置し、下流末端に三角堰（流量計測）及びタンク（土砂溜め）を設置することで、区画内からの土砂及び放射性物質の流出量を把握することとした。
4) 森林、土壌等の自然環境からの放射性物質の飛散量の測定
調査地点として、川俣町山木屋地区内において、裸地（山木屋小学校のグラウンド）（図 6-3(a)①）
、畑（図 6-3(a)⑧、⑩）、水田（図 6-3(a)③）
、採草地（疣石山）（図 6-3(a)⑪）
、放牧草地（図6-3(a)⑥）、スギ若齢林（図 6-3(a)⑦）
、及び広葉樹混合林（図 6-3(a)②）を選定した。それぞれの地点に、集塵器（エアサンプラ）を合計 9 機設置し、土壌に沈着した放射性物質の飛散量について測定した。なお、図中の Hi はハイボリュームサンプラ、Low はローボリュームサンプラを示す。
（電源のある箇所では、ハイボリュームサンプラを使用した。
）
さらに、放射性セシウムの巻き上げ状況の詳細観測を行うため、山木屋小学校（図 6-3(a)①）
2-122

及び、畑地（図 6-3(a)⑧）
、スギ若齢林（図 6-3(a)⑦）に気象測器一式を配置し、グラウンド上
からの再飛散量の観測を行った。
(2) 土壌水、河川水、湖沼、井戸水等の水循環に伴う放射性物質の移行状況調査
1) 土壌水、地下水、渓流水、湧水を通じた放射性物質の移行状況調査
調査地点として、川俣町山木屋地区内において、放牧草地（図 6-3(a) ⑥）、採草地（図 6-3(a)④、⑪）、スギ壮齢林（図 6-3(a)⑦）
、及びスギ若齢林（図 6-3(a)⑦）を選定した。
なお、牧草地及び草地では、土壌水、地下水（図 6-3(a)⑥、図 6-3(a)⑪）
、湧き水（草地では
図 6-3(a)⑪のみ）、渓流水を採取した。スギ壮齢林、及びスギ若齢林では土壌水を採取し、放射性セシウムの放射能濃度を測定した。
2) 水田から河川への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
調査地点として、川俣町山木屋地区において、水田（図 6-3(a)③）を選定し、耕作方法（通常耕作水田、表面をはぎ取った水田（以下、「表面剥ぎ取り水田」という。
）に流量測定装置（パーシャルフリューム）、濁度計、及び浮遊砂採取器（浮遊砂サンプラ）を設置し、それぞれの水田から流出する浮遊土砂量、及び浮遊土砂に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を連続的に測定した。
3) 河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
調査対象河川として、口太川及び下流の阿武隈川本川を選定した。口太川は、山木屋地区からの水・土砂の流出口となっており、阿武隈川に流下するため、その影響調査が重要であると考えられる。
そこで、調査地点として、河川における放射性物質の移行状況調査として、口太川流域に合計4 地点（図 6-3(b)㉑：地点名：水境川、㉒地点名：口太川上流、㉓地点名：口太川中流、㉔地点
名：口太川下流）、及び阿武隈川本川に 2 地点（図 6-3(b)㉕地点名：阿武隈川本川伏黒、㉖：地点
名阿武隈川本川岩沼）において、流量観測を行い、浮遊砂サンプラを用いて採水した。
4) 湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認
調査対象箇所として、阿武隈川本川の貯水池に加え、比較的、放射性物質の沈着量が多いことが確認されていた二本松市内の貯水池も調査箇所も含めることとした。
その結果、調査地点として、阿武隈川の蓬莱ダム湖（図 6-3(b)㉛）とし、口太川流域内の三つの貯水池（図 6-3(b) ㉝鼠喰池、 ㉞大屋戸、 ㉟高屋敷）、広瀬川流域内の二本松市内の一つの貯水池（図 6-3(b) ㉜松沢池）を選定した。
それぞれの調査地点における調査内容を整理したものを表 6-１に示す。

2-123※背景地図；第 3 次航空機モニタリング結果（7 月 2 日換算）、及び福島第一原発から 100
ｋｍ圏内及びその圏外の福島県の約 2,200 箇所で採取した土壌の核種分析結果 (6 月 14 日
換算)
図 6-2 福島県伊達郡川俣町山木屋地区における放射性セシウム
の沈着量

2-124

図 6-3（ａ） 放射性物質の包括的移行状況調査の概要（地図中の番号は河川、貯水池、及びダム湖の調査箇所以外の本調査箇所の番号を示す。
）

2-125

河川調査箇所（21～26）
貯水池調査箇所(32、33、34、35)、ダム湖（31）調査箇所（※ については、本調査前（平成 23 年 4 月 28 日）に実施した土壌採取箇所）
図 6-3（b） 放射性物質の包括的移行状況調査の概要（地図中の番号は河川、貯水池、及びダム湖の調査箇所の番号）2-126

表 6-1 本調査の実施箇所一覧

地点番号
図 6-3(a)①
図 6-3(a)②

調査地点
裸地（山木屋小学校）
広葉樹混合林図 6-3(a)③

水田

図 6-3(a)④

採草地

図 6-3(a)⑥

放牧草地

図 6-3(a)⑦

スギ若齢林、スギ壮齢林

図 6-3(a)⑧

急勾配の畑地図 6-3(a)⑩

緩勾配のタバコ畑

図 6-3(a)⑪

採草地（疣石山）

図 6-3(b)㉑

水境川

図 6-3(b)㉒

口太川上流

図 6-3(b)㉓

口太川中流

図 6-3(b)㉔

口太川下流

図 6-3(b)㉕

阿武隈川本川伏黒

図 6-3(b)㉖

阿武隈川本川岩沼

図 6-3(b)㉛
図 6-3(b)㉜
図 6-3(b)㉝
図 6-3(b)㉞
図 6-3(b)㉟

蓬莱ダム湖
松沢池（貯水池）
鼠喰池,（貯水池）
大屋戸（貯水池）
高屋敷（貯水池）

調査内容
・放射性物質の飛散量の測定

・土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布調査
・森林における放射性物質の分布状況の確認
・放射性物質の飛散量の測定
・土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布調査
・放射性物質の飛散量の測定
・河川への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
・土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布調査
・土壌水、地下水、渓流水、湧水の放射性セシウムの放射能濃度測定
・放射性物質の飛散量の測定
・土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布調査
・土壌侵食に伴う放射性物質の移行状況調査
・放射性物質の飛散量の測定
・土壌水、地下水、渓流水、湧水の放射性セシウムの放射能濃度測定
・森林における放射性物質の分布状況の確認
・放射性物質の飛散量の測定
・土壌水、地下水、渓流水、湧水の放射性セシウムの放射能濃度測定
・土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布調査
・土壌侵食に伴う放射性物質の移行状況調査
・放射性物質の飛散量の測定
・土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布調査
・放射性物質の飛散量の測定
・土壌侵食に伴う放射性物質の移行状況調査
・土壌水、地下水、渓流水、湧水の放射性セシウムの放射能濃度測定
・土壌侵食に伴う放射性物質の移行状況調査
・河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
・河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
・河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
・河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
・河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査
・河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状
況調査
・湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認
・湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認
・湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認
・湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認
・湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認

2-127

6.3 各調査の詳細
それぞれの調査方法、及び調査結果、考察は以下のとおりである。
6.3.1 森林、土壌等の自然環境中における放射性物質の移行状況調査
6.3.1.1 森林、畑地及び草地等における、土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布状況調査(1) 調査内容
森林、畑地及び草地など、自然環境の違いによる放射性物物質の土壌中の深度分布の違いを明らかにするため、福島県伊達郡川俣町内の 8 地点（畑地、タバコ畑、採草地、水田、牧草地、ス
ギ壮齢林、スギ若齢林、広葉樹混合林（図 6-4 参照）において、環境ごとに土壌を深度別に採取し、それぞれの地点における土壌深さ方向の放射性セシウムの放射能濃度分布の確認を実施した。
また、川俣町小綱木の地点（37°38’47.28”N、140°38’6.18”E）では、平成 23 年 4 月 28
日に独自に調査を実施していたことから、同地点の平成 23 年 8 月 17 日の調査結果とともに放射性セシウムの土壌深さ方向への移行を確認した。
さらに、He and Walling (1996）によれば、放射性セシウムは粒子が細かい土壌粒子に選択的に吸着すると言われている。そこで、放射性セシウムが付着した様々な自然環境の土壌表層部の土壌粒子の粒度組成の違いを調査するとともに、土壌の粒度組成と土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布状況の関係を調査した。
(2) 深度別の土壌の採取・分析方法及び土壌の性質（比表面積・粘土含有率）の確認方法
土壌の採取には、IAEA が土壌断面中の放射性核種を測定するために標準的に使用している手法
である、土壌を採取する装置（スクレーパープレート）を用いて地表面から深さ方向に 5 mm 間隔
で土壌を採取した（図 6-5 参照）。 地表面から深さ 0～5cm の土壌は 5mm（0.5cm）間隔で、深さ 5～30cm の土壌は 1.0cm 間隔で採取した。土壌表面が植物や枯れ葉などで覆われている場合には、土壌とは別に採取し、これらの試料をリター（森林において地表面に落ちたままの状態で、土壌生物によってほとんど分解されていない葉・枝・果実・樹皮・倒木などが堆積している層）として定義した。その後、これらの試料を、摂氏 110℃で 24 時間乾燥した後、リターについてミキサで粉砕して、土壌についてはそのまま、U-8 容器に移し替え、Ge 半導体検出器を用いて、放射能量を定量し、それぞれの試料について放射性セシウムの存在量を求めた。
また、土壌粒子の細さと土壌深さ方向の放射性セシウムの分布状況の関係を確認するため、土壌の比表面積及び粘土含有率について、ふるい分析法とレーザー回折式粒度分布測定装置により、測定した。具体的には、粒径が 425μm 以上の土壌粒子についてはふるい分析法で、それ以下の粒径についてはレーザー回折式粒度分布測定器を用いて粒径ごとの重量百分率を測定した。粒径階ごとに比表面積を算出し、重量百分率で重み付けを行い、平均化することで、各土壌採取地点の土壌を代表する比表面積を求めた。

2-128

②広葉樹混合林（山木屋小学校）

水田（吉口）

放牧草地（水境）

畑地（高屋敷）タバコ畑（地切）

採草地（疣石山）

図 6-4 放射性セシウムの土壌深度分布の調査箇所（8 箇所）の状況

図 6-5 スクレーパープレートによる土壌採取風景

2-129

(3) 調査結果と考察① 8 地点（畑地、タバコ畑、採草地、水田、牧草地、スギ壮齢林、スギ若齢林、広葉樹混合林）の土壌中深さ方向の放射性セシウムの放射能濃度分布
本調査を実施した、8 地点（畑地、タバコ畑、採草地、水田、牧草地、スギ壮齢林、スギ若齢林、広葉樹混合林）における土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布状況の結果を図 6-6 に示す。
その結果、放射性セシウムの存在量は、Cs-134 では 205～892kBq/m2、 Cs-137 では 251～
1,037kBq/m2 の範囲であった。また、いずれの地点においても、土壌中の放射性セシウムは表層2cm の土壌にその大部分が吸着されていたが、地点により下記の違いが認められた。
・ リター層と土壌を分別して測定したところ、スギの壮齢林では、地表面に沈着した放射性セシウムの総存在量の約 50％が、スギの若齢林、及び広葉樹林では約 90％が地表に集積したリター層などに吸着されていることが確認された。
・ リター層と土壌を分別して測定したところ、畑地や採草地では、地表面に沈着した放射性セシウムの総存在量（インベントリー）の約 40～70％が地表のリター層に吸着していることが確認された。
・ タバコ畑では、草木、枯れ草に放射性セシウムが 10％程度しか吸着しておらず、放射性セシ
ウムの大部分（90％以上）が土壌に吸着していることが確認された。
・ 水田では、土壌表層よりもやや深い深度（深さ 0.5～1.0cm）において、放射性セシウムの放射能濃度が最も高かった。
・ 放牧草地では、およそ深さ 4.0cm まで放射性セシウムの放射能濃度は比較的高く、他の地点と比べて、放射性セシウムが深部まで浸透していることが確認された。放牧家畜による表土のかく乱の可能性が考えられる。

2-130

② 広葉樹混合林（山木屋小学校）③ 水田（吉口）⑥ 放牧草地（水境）⑦－1 スギ林（壮齢林）⑦－２ スギ林(若例林）⑧ 畑地（高屋敷）⑩ タバコ畑（地切）⑪ 採草地（疣石山）図 6-6 各調査箇所における土壌中の放射性セシウムの放射能濃度の分布2-131

② 放射性セシウムの土壌深さ方向への移行（小綱木地点における深度分布特性）
小綱木地区においては、平成 23 年 4 月 28 日に続いて、本調査（平成 23 年 8 月 17 日）により、2 回の放射性セシウムの深度プロファイルを得たため、土壌深さ方向への放射性セシウムの分布
状況の変化について解析を実施した。解析には、土壌の深さ方向の放射性セシウムの分布を指数分布に近似した際に、どれほど深く放射性セシウムが分布しているかを示すパラメータである h0値を算出した（図 6-7、6-8）。

(6.3.1)式
ここで、A’(x)は、深度 x より上部の土壌中に含まれる放射性物質の存在量 (Bq/m2)、Aref は 土、x は 重量深度(kg/m2)
壌プロファイル中にある放射性物質の存在量（インベントリー (Bq/m2)）である。h0 は放射性核種の浸透の深さを表すパラメータ(kg/m2)で、h0 の値が大きいほど、土壌の深部まで浸透している事を表している。h0 値の決定には、放射性セシウムの深度分布の結果から、
最小二乗法を用いて算出した。
その結果、平成 23 年 4 月 28 日の深度プロファイルでは、Cs-134 と Cs-137 の h0 値はいずれも9.1kg/m2 であり、平成 23 年 8 月 17 日の h0 値はそれぞれ 10.4kg/m2 と 10.2kg/m2 であった。このように、Cs-134 と Cs-137 は h0 値がほぼ等しく、どちらも深度分布特性が同じであることを示している。
また、4 月 28 日と 8 月 17 日の h0 値を比較すると、Cs-134 と Cs-137 のどちらも 8 月 17 日の h0値の方が大きな値を示した。平成 23 年 4 月 28 日から 8 月 17 日までの総降雨量は 387 mm（山木屋雨量観測所、国土交通省）であり、雨水の地中浸透に伴い、土壌表層の放射性セシウムが深さ方向に若干移行したが、その速度はきわめて遅いものであることが確認された。他方で、事故前のフォールアウト時の放射性セシウムの移行状況の研究から、土壌の性質や有機物の存在などにより、この速度は変わると言われていることから、他の 8 地点においても、今回の結果と比較するため、放射性セシウムの深度分布の長期的なモニタリングを行っていくことが必要である。
さらに、放射性セシウムの浸透しやすさと土壌特性との関係を確認するため、h0 の値と、最表層（0～0.5cm）、及び表土（0～5.0cm）の土壌の比表面積・粘土含有率の関係について確認した。
なお、放牧草地については、放射性セシウムの深度分布から放牧家畜による表土のかく乱の可能性が考えられたため、回帰分析の対象外とした。
その結果、図 6-9 に見られるように、土壌最表層（表層から深さ 0～0.5cm（5mm））においては、
比表面積、及び粘土含有率と h0 値の間には高い相関が確認された。他方で、表層土壌 5cm における土質特性と h0 には関係が確認されなかった。
このことは、地表面に降下した放射性物質が最初に接触する最表層 5mm の土壌の粒度組成が、放射性セシウムの土壌深さ方向への浸透しやすさに影響を与えることを示唆しているものである。
通常の土壌においては、
比表面積が大きいほど、土壌粒子に放射性セシウムが吸着しやすいため、土壌深さ方向への浸透しやすさは低下すると思われるが、本調査における最表層 5 mm の土壌では逆の結果が確認された。今後、その原因解明に向けた継続調査が必要である。
【引用文献】He Q, Walling DE. 1996. Interpreting particle size effects in the adsorption of 137Cs andunsupported 210Pb by mineral soils and sediments. Journal of Environmental Radioactivity 30–2:
117–137.
2-132

累加セシウム 137 存在量

累加セシウム 134 存在量

Cs-137重量深度(kg/m2)

2
重量深度(kg/m
重量深度(kg/m)2)

Cs-134

図 6-7 小綱木地点の平成 23 年 4 月 28 日の放射性セシウムの深度分布と指数関数をフィッティングした結果（ｈ0 は放射性セシウムの土壌深部までの浸透状況）

累加セシウム 134 存在量

累加セシウム 137 存在量

Cs-137重量深度(kg/m2)

重量深度(kg/m2)

Cs-134

図 6-8 小綱木地点の平成 23 年 8 月 17 日の放射性セシウムの深度分布と指数関数を
フィッティングした結果（ｈ0 は放射性セシウムの土壌深部までの浸透状況）

2-133

③土壌物理特性と深度分布特性の相関関係
He and Walling(1996)により、放射性セシウムは粒子が細かい土壌粒子に吸着されやすいことが確認されている。確認されている。これは、粒子が細かい土壌粒子ほど比表面積が大きいため、放射性セシウムが吸着しやすいことによる。図 6-9、及び図 6-10 は、Cs-137 の分布の深度を表わす

図 6-9 セシウム 137 の深度分布に基づく h0 値（放射性核種の浸透の深さを表すパラメー
タ）と土壌最表層（0～0.5cm 深）の土壌特性との関係（黒塗りの三角形で示した放牧草地の測定結果は回帰分析から除外した。
）

図 6-10 セシウム 137 の深度分布に基づく h0 値（放射性核種の浸透の深さを表すパラメー
タ）と 0～5cm 深の土壌特性の関係

2-1346.3.1.2 森林における放射性物質の分布状況の確認及び移行状況調査(1) 本調査の実施目的
福島第一原発から放出された放射性物質の森林環境への蓄積状況と移行状況を確認するため、福島県伊達郡川俣町の山木屋地区をモデル地域として、スギ若齢林、スギ壮齢林及び広葉樹混合林内外の高さ別の空間線量率の傾向の確認と、林床表面の放射性セシウムの沈着量の測定を実施した。また、高度別に葉、林内雨、樹幹流、落葉等の放射能濃度を測定し、森林内の放射性セシウムの分布状況と移行状況の調査を実施した。
(2) 本調査の詳細
本調査では、ポータブルゲルマニウム半導体検出器を用いて、森林内外の高さ別の空間線量率の傾向を確認するともに、林床表面の放射性セシウムの存在量を測定した。また、森林内にタワー（やぐら）を設置し、森林の高さ別の葉を採取するともに、林内雨、樹幹流、及び落葉等を採取し、森林内の放射性物質の分布状況と時間の経過に伴う放射性物質の移行状況について調査を実施した。調査内容の詳細は以下のとおりである。
① 調査対象地点
調査対象地点として、福島県伊達郡川俣町の山木屋地区のスギ林からなる針葉樹林サイト 2 地
点と、ナラガシワ等が生育している広葉樹林 1 地点を選定した。本調査地点は、図 6-11 に示すよ
うに、文部科学省の航空機モニタリング（第 3 次航空機モニタリング）の測定結果から、調査対
象地点の Cs-137 の沈着量は 300～600kBq/m2 であることが確認されている。

調査地点
山木屋雨量
観測点

a.スギ若齢林

b.スギ壮齢林

c.広葉樹林図 6-11 調査地点の位置とタワー（やぐら）の設置状況
2-135

② 樹冠内の放射性セシウムの分布
森林の形態による違いと、樹冠中の放射性セシウムの高さ別の分布状況を確認するため、各調査地点の森林内にタワー（やぐら）を設置し、ポータブルゲルマニウム半導体検出器を用いて、3期間（平成 23 年 7 月 25 日、9 月 9 日、10 月 21 日）の空間線量率、及び放射性セシウムの計数率
を高度別に測定した。測定は、スギ若齢林においては、地表面から 10.6m までの 6 高度（1.6m、4.2m、6.9m、7.7m、10.6m）で、スギ壮齢林では地表から 14.2m までの 9 高度（0.9m、3.7m、5.7m、7.2m、9.0m、10.6m、14.2m）で、広葉樹林混合林では地表から 13.9m までの 9 高度（0.6m、3.3m、5.1m、6.7m、8.5m、10.3m、12.0m、13.9m）で斜面上方と下方に測定器を向けて、1 分間測定を実施した。これに加えて、ポータブルゲルマニウム半導体検出器による空間線量率の測定を実施した高度において、樹木に生えている葉のサンプル（生葉・枯葉）を採取した。葉のサンプルは実験室に持ち帰り、乾燥後、破砕した上で、Ge 半導体検出器を用いて、乾燥重量あたりの放射性セシウムの放射能濃度を求めた。
③ 林床の放射性セシウムの分布
森林内の地表面（林床）の放射性セシウムの空間分布と時間変化を明らかにするため、それぞれの森林内に約 10m×10m の区画を選定し、その中の 49 地点において、ポータブルゲルマニウム
半導体検出器を用いて地表面の放射性セシウムの存在量を測定した。測定区画 49 地点は 7 列×7列の格子状に配置し、各地点はプラスチック製のペグで印を付けた。地表面の放射性セシウムの存在量の測定は、平成 23 年 7 月 25 日、9 月 9 日、10 月 21 日の 3 期間に実施した。なお、本測定においては、ポータブルゲルマニウム半導体検出器をゲルマニウム結晶の下部と地表面の距離が5cm になるように設置し、1 地点の測定時間は 1 分間とした。
④ 雨水・落葉に含まれる放射性セシウムの放射能濃度
森林内を降下する林内雨を採取するため、スギ壮齢林、スギ若齢林及び広葉樹混合林の近傍の開けた場所に各地点 3 個の雨水サンプラを設置した。設置場所としては、スギ壮齢林とスギ若齢
林では 7 地点、広葉樹混合林では 5 地点に設置した。
（図 6-12 参照）いずれの林内雨サンプラも、樹幹からの距離に偏りが生じないように配置した。
樹幹流については、スギ壮齢林、スギ若齢林及び広葉樹混合林のそれぞれの森林の樹木 3 本に集水装置を取り付け、樹幹流を 90L のバケツ（樹幹流タンク）に導水した。
（図 6-12 参照）林内
雨サンプラ及び樹幹流タンクに捕捉された水試料は水量を計測した後、 2L の容器に移した。その後、水試料を実験室に持ち帰り、開き目が 100μm のステンレス製のふるいを通過させて、水試料に混入した葉の破片等の粗大粒子を除去した上で、放射性セシウムの放射能濃度を測定した。
落葉を採取するために、スギ壮齢林、スギ若齢林、広葉樹混合林サイトに 3 個のリタートラッ
プを設置した。リタートラップは、1m×1m の枠に目の細かいメッシュを取り付け、林床に落下する落葉を捕捉する構造になっている。メッシュに捕捉された落葉は乾燥させた後、放射性セシウ
ムの放射能濃度を測定した。

2-136

若齢林サイト

図 6-12(a)スギ壮齢林、スギ若齢林サイトの状況

図 6-12（b） 広葉樹混合林サイトの状況

2-137

(3) 本調査の結果① 森林内の高度別の空間線量率、セシウム 134、セシウム 137 の計数率（ガンマ線）の調査結果
森林内の高度別の空間線量率、及び Cs-134、Cs-137 の計数率の分布傾向、3 期間における変化
傾向は図 6-13、図 6-14 のとおりである。
・スギ若齢林では、樹冠中央部において、空間線量率、及び Cs-134、Cs-137 の計数率（cps）が高いことが確認された。
・スギ壮齢林では、樹冠上部で空間線量率、Cs-134、Cs-137 の計数率が最も高く、樹冠の下端に向かって減少していることが確認された。また、これらの値は地表面付近に近づくにつれて再び高くなる傾向が確認された。
・広葉樹混合林では、樹冠の空間線量率、及び Cs-134、Cs-137 の計数率はほぼ一定で、地表に近付くにつれて高くなる傾向が確認された。
また、斜面方向の空間線量率、及び放射性セシウムの計数率の傾向を斜面上方側と下方側で比較したところ、同じ高度でも斜面上方側の方においてが高い空間線量率及び Cs-134、Cs-137 の計数率が確認された。
さらに、3 期間における空間線量率、及び放射性セシウムの計数率の変化傾向をそれぞれの森
林について比較したところ、スギ林（若齢林・壮齢林）では、樹冠上部において、9 月と 10 月の空間線量率、及び Cs-134、Cs-137 の計数率が減少しているが、地表面付近では変化が無いか、やや増加傾向であることが確認された。また、広葉樹混合林においては、時間が経過するにつれて、樹冠部で空間線量率、及び Cs-134、Cs-137 の計数率が減少し、地表面付近で増加している傾向が確認された。

2-138

高さ別の空間線量率（μSv/h)
Dose rate (μSv/h)

高さ別の空間線量率（μSv/h)
Dose rate (μSv/h)
2.5

2.0

1.5

1.0

0.5

0.0

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

Top
(10. 6 m)

凡例

4t h(7. 7 m)

セシウム放射性物質の濃度の測定日

3rd(5. 9 m)2nd
(4. 2 m)

7/25

1s t
(1. 6 m)

10/21

9/9

地表面

斜面上側

斜面下側
高さ別の空間線量率（μSv/h)
Dose rate (μSv/h)
2.5

2.0

1.5

1.0

0.5

高さ別の空間線量率（μSv/h)
Dose rate (μSv/h)

0.0

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

T op
( 1 4 .2 m)

凡例

7t h
( 1 2 .4 m)

セシウム放射性物質の濃度の測定日

6t h( 1 0 .6 m)
5t h( 9 . 0 m)
4t h
( 7 . 2 m)

7/25

3rd
( 5 . 5 m)

9/9
10/21

2nd
( 3 . 7 m)
1s t
( 0 . 9 m)

斜面上側

地表面

斜面下側
高さ別の空間線量率（μSv/h)
Dose rate (μSv/h)
2.5

2.0

1.5

1.0

0.5

高さ別の空間線量率（μSv/h)
Dose rate (μSv/h)

0.0

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

T op
( 1 3 .9 m)

凡例

7t h
( 1 2 .0 m)

5t h( 8 . 5 m)

セシウム放射性物質の濃度の測定日

4t h( 6 . 7 m)

7/25

3rd
( 5 . 1 m)

9/9

2nd
( 3 . 3 m)

10/21

6t h
( 1 0 .3 m)

1s t( 0 . 6 m)
地表面

斜面上側

斜面下側

図 6-13 ポータブルゲルマニウム
半導体検出器による林内の空間線量率（μSv/ｈ）の垂直分布（スギ若齢林（上）、スギ壮齢林(中)、広葉樹混合林（下）
）

2-139

134Cs (cps) (cps)セシウム‐134測定値

300 250 200 150 100

50

137Cs (cps) (cps)セシウム‐137測定値

134Cs (cps)セシウム‐134測定値
(cps)

0

0

50

300 250 200 150 100

100 150 200 250 300

Top(10. 6 m)

0

10/21

地表面

7/25

1s t
(1. 6 m)

10/21

9/9

斜面上側

斜面下側

134Cs (cps) (cps)セシウム‐134測定値

137Cs (cps) (cps)セシウム‐137測定値

134Cs (cps)セシウム‐134測定値
(cps)

0

0

50

300 250 200 150 100

100 150 200 250 300

50

137Cs (cps) (cps)セシウム‐137測定値

0

0

50

100 150 200 250 300

T op( 1 4 .2 m)

T op( 1 4 .2 m)

凡例

7t h
( 1 2 .4 m)

5t h( 9 . 0 m)
4t h
( 7 . 2 m)
3rd
( 5 . 5 m)
2nd
( 3 . 7 m)

凡例

7t h
( 1 2 .4 m)

5t h( 9 . 0 m)

セシウム放射性物質の濃度
の測定日

7/25

4t h
( 7 . 2 m)

7/25

9/9

3rd
( 5 . 5 m)

9/9

10/21

2nd
( 3 . 7 m)

10/21

セシウム放射性物質の濃度の測定日

6t h( 1 0 .6 m)

6t h( 1 0 .6 m)

1s t( 0 . 9 m)

1s t
( 0 . 9 m)

地表面

地表面

斜面上側

斜面下側

斜面上側

斜面下側

134Cs (cps) (cps)セシウム‐134測定値

502nd(4. 2 m)

地表面

斜面上側

斜面下側

300 250 200 150 100

凡例
セシウム放射性物質の濃度の測定日

3rd(5. 9 m)9/9

1s t
(1. 6 m)

100 150 200 250 300

4t h(7. 7 m)7/25

2nd
(4. 2 m)50

Top(10. 6 m)

セシウム放射性物質の濃度の測定日

3rd(5. 9 m)50

137Cs (cps) (cps)セシウム‐137測定値

0

凡例

4t h
(7. 7 m)

300 250 200 150 100

50

137Cs (cps) (cps)セシウム‐137測定値

134Cs (cps)セシウム‐134測定値
(cps)

0

0

50

300 250 200 150 100

100 150 200 250 300

T op( 1 3 .9 m)

50

5t h
( 8 . 5 m)
4t h
( 6 . 7 m)
3rd
( 5 . 1 m)

凡例
セシウム放射性物質の濃度の測定日

5t h( 8 . 5 m)

7/25

4t h
( 6 . 7 m)

9/9

3rd
( 5 . 1 m)

7/25
9/9
10/21

2nd
( 3 . 3 m)

1s t
( 0 . 6 m)
地表面

100 150 200 250 300

6t h( 1 0 .3 m)

10/21

2n d
( 3 . 3 m)

50

7t h
( 1 2 .0 m)

セシウム放射性物質の濃度の測定日

6t h( 1 0 .3 m)

0
T op( 1 3 .9 m)

凡例

7t h
( 1 2 .0 m)

137Cs (cps)セシウム‐137測定値
(cps)

0

1s t
( 0 . 6 m)

斜面上側

地表面

斜面上側

斜面下側

斜面下側

図 6-14（a） ポータブルゲルマニウム

図 6-14（b） ポータブルゲルマニウム

半導体検出器によるセシウム 134

半導体検出器によるセシウム 137 の計数率の計数率（cps）の垂直分布（cps）の垂直分布（スギ若齢林(上)、スギ壮齢林(中)、（スギ若齢林(上)、スギ壮齢林（中）、広葉樹混合林(下)）広葉樹混合林(下)2-140

② 高さ別の葉の放射性セシウムの放射能濃度
森林内の樹木に生えている生葉について、Ge 半導体検出器を用いて、放射性セシウムの放射能濃度を求めた結果は次のとおりである。
（図 6-15 参照）
・広葉樹混合林では、生葉の Cs-134 の放射能濃度は平均で 14.3kBq/kg であり、Cs-137 の放射能濃度は平均で 15.4kBq/kg であった。
・スギ若齢林において、生葉の Cs-134 の放射能濃度は平均で 42.8kBq/kg であり、Cs-137 の放射能濃度は平均で 50.9kBq/kg であった。また、スギ壮齢林では、Cs-134 の放射能濃度は平均で39.6kBq/kg であり、Cs-137 の放射能濃度は平均で 46.3kBq/kg であった。
・スギ林は、広葉樹混合樹林に比べて、生葉に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は平均で 3倍程度高い傾向であることが確認された。
また、スギ林の枯葉について、放射性セシウムの放射能濃度を測定した結果は次のとおりである。
・スギ若齢林では、枯葉の Cs-134 の放射能濃度は平均で 39.3kBq/kg であり、Cs-137 の放射能濃度は平均で 44.9kBq/kg であった。スギ壮齢林では、Cs-134 の放射能濃度は平均で 103.9
kBq/kg であり、Cs-137 の放射能濃度は平均で 119.1kBq/kg であった。
・スギ若齢林では、生葉と枯葉で放射性セシウムの放射能濃度に大差はなかったが、スギ壮齢林
では全ての高度において、枯葉の放射能濃度が生葉に比べて 2 倍程度高いことが確認された。
・スギ若齢林とスギ壮齢林では、落葉層（リター層）の放射性セシウムの放射能濃度がほぼ同程度で、概ね 100kBq/kg 以下であった。一方、広葉樹混合林では、生葉の放射性セシウムの放射能濃度は、いずれの高度においても、概ね 40kBq/kg 以下であったが、落葉層（リター層）の放射性セシウムの放射能濃度は約 350kBq/kg と特に高い値を示した。

2-141

137Cs activity (kBq/kg)
セシウム‐137濃度（kBq/kg）

450

300

150

134Cs activity (kBq/kg)
セシウム‐134濃度（kBq/kg）

0

0

150

300

Top
(10.6 m)4 th
(7.7 m)3rd(5.9 m)2nd(4.2 m)1st(1.6 m)

450

凡例
生葉
枯葉

落葉層
137Cs activity (kBq/kg)
セシウム‐137濃度（kBq/kg）

450

300

150

134Cs activity (kBq/kg)
セシウム‐134濃度（kBq/kg）

0

0

150

To p
(1 4.2 m)
7 th(1 2.4 m)
6 th(1 0.6 m)
5 th(9 .0 m)4 th
(7 .2 m)3 rd
(5 .5 m)2nd
(3 .7 m)1 st
(0 .9 m)

300

450

凡例
生葉
枯葉

落葉層

137Cs activity (kBq/kg)
セシウム‐137濃度（kBq/kg）

450

300

150

134Cs activity (kBq/kg)
セシウム‐134濃度（kBq/kg）

00
To p(1 3.9 m)
7 th(1 2.0 m)
6 th(1 0.3 m)
5 th(8 .5 m)4 th
(6 .7 m)3 rd
(5 .1 m)2nd
落葉層
(3 .3 m)1 st
(0 .6 m)

150

300

450

凡例
生葉
枯葉

地表面

図 6-15 高さ別で採取した生葉・枯葉及び落葉層の放射性セシウムの放射能濃度（Bq/kg）（スギ若齢林(上)、スギ壮齢林(中)、広葉樹混合林(下)）2-142

③ 森林外の高さ別の空間線量率の調査結果
森林外において、高所作業車を使用して、ポータブルゲルマニウム半導体検出器を用いて高度
別の空間線量率を測定し、地表面からの距離と空間線量率の関係を調査した。調査地点は平坦な耕作地で、周囲 200m の範囲内に森林がないような箇所を選択した。その結果、図 6-16 に示すよ
うに、空間線量率は地表面から高さ 5m までは高度が上がるにつれて減少し、それ以上の高度ではほぼ一定であった。

Dose Rate (μS/h)
空間線量率（μS/h）
1.5

1.2

0.9

0.6

0.3

ポータブルGe検出器（測定時間：60秒）

0.0
15m
15m
15

m
13m
13m
13
m
9m
9m
9m
7m
7m
5m
5m
3m
3m

地面からの高 さ

m
11m
11m
11

1mごとに
印をしたロープ

1m
1m
1m

高所作業車

0m
0m
0m
図 6-16 林外の空間線量率の垂直分布

2-143

④ 林床の放射性セシウムの空間分布と時間変化
それぞれの森林における林床の放射性セシウムの空間分布を図 6-17 に示す。図中の白抜きの円は樹幹の位置を、不定形の図形は樹冠の輪郭を表している。
スギ若齢林においては、樹冠下で測定された放射性セシウムの計数率は、樹冠の隙間（以下「ギャップ」という。
）で測定された放射性セシウムの計数率の値に比べて低い傾向が確認された。3期間の比較においては、ギャップにおける放射性セシウムの計数率は減少傾向を示していたが、樹冠下における放射性セシウムの計数率は増加傾向であることが確認された。
スギ壮齢林においても、樹冠下の放射性セシウムの計数率は、ギャップで測定された放射性セシウムの計数率の値に比べて低い傾向であることが確認された。3 期間の比較では、全体的に放射性セシウムの計数率が増加傾向にあるものの、樹冠下においては特に、放射性セシウムの計数率が増加する傾向が確認された。
広葉樹混合林においても、樹冠下の放射性セシウムの計数率は、ギャップで測定された放射性セシウムの計数率の値に比べて低い傾向が確認された。3 期間の比較では、全体的に射性セシウ
ムの計数率が減少傾向にあることが確認された。

2-144

図 6-17 林床におけるセシウム 137 の計数率の空間分布と時間変化（測定値は黒に近づく
につれて、測定値は減少し、赤に近づくほど、増加することを示している。測定日は 7 月
25 日、9 月 9 日、10 月 21 日）
2-145

⑤ 森林内の放射性セシウムの移行状況
1） 林内雨中の放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
それぞれの森林について、林内の 7 地点（広葉樹混合林のみ 5 地点）で採取した林内雨の放射性セシウムの放射能濃度を捕捉水量によって加重平均した値を表 6-2 に示す。
その結果、スギ壮齢林について、7 月 3 日～8 月 23 日の期間に雨水サンプラで収集した林内雨中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は、Cs-134 で 34.5～243.2Bq/L で、Cs-137 で 47.5～
327.3Bq/L であった。
スギ若齢林では、
表 6-2 に示すように、
林内雨中の Cs-134 の放射能濃度は 14.8～145.4Bq/L で、
Cs-137 の放射能濃度は 17.0～183.8Bq/L であった。
広葉樹混合林では、表 6-2 に示すように、Cs-134 の放射能濃度は 8.1～67.0Bq/L で、Cs-137 の放射能濃度は 12.2～86.2Bq/L であった。
2） 林内雨及び林外雨中の放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
それぞれの森林において、3 本の樹木から採取した樹幹流の放射性セシウムの放射能濃度を捕捉水量によって加重平均した値を表 6-3 に示す。
その結果、スギ壮齢林サイトに設置した、7 月 3 日～23 日、及び 7 月 23 日～8 月 19 日の期間に雨水サンプラで得られた樹幹流中の Cs-134 の放射能濃度は 27.4Bq/L と 33.8Bq/L であり、Cs-137 の放射能濃度は 63.9Bq/L と 83.2Bq/L であった。
スギ若齢林では、樹幹流中の Cs-134 の放射能濃度は 27.5Bq/L と 29.7Bq/L であり、Cs-137 の放射能濃度は 42.1Bq/L と 45.6Bq/L であった。
広葉樹混合林では、樹幹流中の Cs-134 の放射能濃度は 10.5Bq/L と 15.0Bq/L であり、Cs-137の放射能濃度は 40.2Bq/L と 44.4Bq/L であった。
さらに、各森林に設置した 3 箇所の林外雨に含まれる放射性セシウムの放射能濃度について、捕捉水量によって加重平均したものを表 6-2 に示す。各サンプラで得られた林外雨に含まれる
Cs-137 の放射能濃度は、スギ林の近傍では、0.34～0.76Bq/L であり、広葉樹混合林の近傍では0.08～0.31 Bq/L と林外雨に比べて非常に放射能濃度は低く、林外雨に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は概ね 1Bq/L 以下であることが確認された。
なお、
集中豪雨等により林内雨に含まれる放射性セシウムの放射能濃度の変化を確認するため、
およそ１週間ごとの林内雨の雨量と放射性セシウムの放射能濃度の関係を調査した。その結果、
図 6-18（a）に見られるように、林内雨に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は、一定期間に降下する雨量が多いほど、低くなる傾向があることが確認された。他方で、図 6-18（b）のグラ
フを見ると、一定期間に降下する雨量の違いと林内雨に含まれる放射性セシウムの総量の明確な相関性は確認できなかった。
3） リターに含まれる放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
また、表 6-4 に見られるように、7 月 3 日～31 日及び 7 月 31 日～8 月 19 日に回収されたリターについて核種分析したところ、スギ壮齢林における Cs-134 の放射能濃度は 98kBq/kg から 331
kBq/kg に増加しでおり、Cs-137 の放射能濃度は 114kBq/kg から 398kBq/kg に増加していた。
また、若齢林では、Cs-134 の放射能濃度は 95kBq/kg から 135kBq/kg に増加しでおり、Cs-137 の放射能濃度が 101kBq/kg と 155kBq/kg であった。一方、広葉樹林サイトでは、Cs-134 の放射能濃度が 62kBq/kg から 107kBq/kg に増加しでおり、Cs-137 の放射能濃度が 76kBq/kg と 126kBq/kg に増加していた。
2-146

表 6-2 林外雨及び林内雨に含まれる放射性セシウムの放射能濃度
スギ壮齢林の林内雨
期間

Cs-134濃度(Bq/L)

Cs-137濃度(Bq/L)

スギ若齢林の林内雨
Cs-134濃度(Bq/L)

広葉樹混合林の林内雨スギ林サイトの林外雨

Cs-137濃度(Bq/L)

Cs-134濃度(Bq/L)

Cs-137濃度(Bq/L)

49.2

広葉樹混合林サイトの林外雨

Cs-134濃度(Bq/L)

Cs-137濃度(Bq/L)

Cs-134濃度(Bq/L)

Cs-137濃度(Bq/L)

2011/07/03 ~ 07/10

34.5

47.5

14.8

17.0

37.3

2011/07/10 ~ 07/23

242.2

327.3

145.4

183.8

24.5

29.5

0.7

1.4

0.3

0.3

2011/07/23 ~ 08/01

65.3

82.9

60.5

72.6

11.9

14.2

0.5

0.5

0.1

0.2

2011/08/01 ~ 08/06

73.4

87.6

77.5

98.1

30.8

39.1

0.4

0.3

0.3

0.3

2011/08/06 ~ 08/12

104.8

139.2

81.9

106.2

67.0

86.2

2011/08/12 ~ 08/19

243.2

309.7

73.7

88.6

32.0

39.5

2011/08/19 ~ 08/23

126.5

171.9

48.5

66.7

8.1

12.2

表 6-3 樹幹流に含まれる放射性セシウムの放射能濃度
スギ壮齢林の樹幹流期間

スギ若齢林の樹幹流

広葉樹混合林の樹幹流

Cs-134濃度(Bq/L)

Cs-137濃度(Bq/L)

Cs-134濃度(Bq/L)

Cs-137濃度(Bq/L)

Cs-134濃度(Bq/L)

Cs-137濃度(Bq/L)

2011/07/03 ~ 07/23

27.4

33.8

27.5

29.7

10.5

15.0

2011/07/23 ~ 08/19

63.9

83.2

42.1

45.6

40.2

44.4

表 6－4 リター（森林において地表面に落ちたままの状態で、土壌生物によってほとんど分解されていない葉・枝・果実・樹皮・倒木などが堆積している層）に含まれる放射性セシウ
ムの放射能濃度
スギ壮齢林のリター
期間

スギ若齢林のリター

広葉樹混合林のリター

Cs-134濃度(kBq/kg)

Cs-137濃度(kBq/kg)

Cs-134濃度(kBq/kg)

Cs-137濃度(kBq/kg)

Cs-134濃度(kBq/kg)

Cs-137濃度(kBq/kg)

2011/07/03 ~ 07/31

98

114

95

101

62

76

2011/07/31 ~ 08/19

331

398

135

155

107

126

2-147

図 6-18（a） 林内雨量と放射性セシウムの放射能濃度の関係

2-148放射性セシウム134放射能総量 (Bq/m2)

スギ壮齢林
16000
14000

7/3-7/10

12000

7/10-7/23

10000

7/23-8/1
8/1-8/6

8000

8/6-8/12

6000

8/12-8/19

4000

8/19-8/23

2000
0
0

20

40

60

80

放射性セシウム137放射能総量 (Bq/m2)

林内雨量 (m m )
16000
14000

7/3-7/10

12000

7/10-7/23

10000

7/23-8/1

8000

8/1-8/6
8/6-8/12

6000

8/12-8/19

4000

8/19-8/23

2000
0
0

20

40

60

80

林内雨量 (m m )

図 6-18(b-1) 各期間の林内雨量と林内雨に含まれる放射性セシウム総量との関係（スギ壮齢林）

2-149

放射性セシウム134放射能総量 (Bq/m2)

スギ若齢林
16000
14000

7/3-7/10

12000

7/10-7/23

10000

7/23-8/1

8000

8/1-8/6
8/6-8/12

6000

8/12-8/19

4000

8/19-8/23

2000
0
0

20

40

60

80

放射性セシウム137放射能総量 (Bq/m2)

林内雨量 (m m )
16000
14000

7/3-7/10

12000

7/10-7/23

10000

7/23-8/1

8000

8/1-8/6
8/6-8/12

6000

8/12-8/19

4000

8/19-8/23

2000
0
0

20

40

60

80

林内雨量 (m m )

図 6-18(b-2) 各期間の林内雨量と林内雨に含まれる放射性セシウム総量との関係（スギ若齢林）

2-150

放射性セシウム134放射能総量 (Bq/m2)

広葉樹混合林3000

7/3-7/10

2500

7/10-7/23
2000

7/23-8/1
8/1-8/61500

8/6-8/12
1000

8/12-8/19
8/19-8/23

500
0
0

20

40

60

80

放射性セシウム137放射能総量 (Bq/m2)

林内雨量 (m m )3000
7/3-7/10

2500

7/10-7/23
2000

7/23-8/1
8/1-8/61500

8/6-8/12
1000

8/12-8/19
8/19-8/23

500
0
0

20

40

60

80

林内雨量 (m m )

図 6-18(b-3) 各期間の林内雨量と林内雨に含まれる放射性セシウム総量との関係（広葉樹混合林）

2-151

(4) 考察
本調査結果は、モデル地域における森林内の放射性セシウムの移行状況を示したものであり、植生が異なる森林内等において同様の傾向の有無を確認するためには、今後も継続的な調査が必要であるが、本モデル地域の森林内における放射性物質の移行状況について、一定の傾向を確認することができた。今後、同様の植生の森林内の除染対策に活用されることが期待される。
なお、本調査で得られた、それぞれの結果に関する考察は以下のとおりである。
① 森林内の放射性セシウムの分布と時間変化
・図 6-15 の結果に見られるように、樹木の根や葉から養分や水分とともに放射性セシウムを吸収する生葉が、これらを吸収しない枯葉に比べて放射能濃度が同程度、又は小さい傾向にある
ことから、現時点では、根や葉から放射性セシウムの吸収量は、葉への放射性セシウムの付着量に比べて非常に小さいものと考えられる。
・図 6-13 の結果に見られるように、地表面にしか放射線源がない場合、通常、空間線量率は高さが高くなるほど低くなる傾向にあるが、スギ林内は、図 6-15 の結果に見られるように、樹冠に顕著に放射性セシウムが付着しているため、樹冠に近いほど空間線量率が増加する傾向にあるものと考えられる。この理由としては、事故発生初期に放射性セシウムが放出された際、広葉樹林内の樹木の葉は生育途中であったことから、図 6-15 の結果に見られるように、降下した放射性セシウムは葉に蓄積されずに土壌表層の落葉等のリター層に直接付着したため、リター層への放射性セシウム量がスギ林に比べて大きくなり、地表面に近いほど、空間線量率が増加する傾向にあるものと考えられる。
・森林土壌中の放射性セシウムの存在量は、時間とともに変化していることが明らかになった。
スギ林（若齢林お呼び壮齢林）では、図 6-17 に示したとおり、時間経過とともに林床の放射性セシウムの計数率が増加傾向であることが示されたが、広葉樹混合林においては放射性セシ
ウムの計数率が減少傾向であることが確認された。この理由として、常緑のスギ林では、森林に降下した放射性セシウムの多くが樹冠に捕捉されており、その後の降雨に伴い、樹冠から林床への放射性セシウムの移行が継続的に起きていることが原因であると考えられた。一方、広葉樹混合林において、放射性セシウムの計数率が減少傾向であったことから、地表のリター層に吸着している放射性セシウムは、雨水の浸透に伴い土壌深部への移動を開始していることが示唆された。
② 森林内の放射性セシウムの移行状況
・表 6-2、表 6-3 の結果に見られるように、林内雨や樹幹流に一定の放射性セシウムが含まれていることから、葉や樹木の幹に付着した放射性セシウムは、森林内での降雨が林内雨や樹幹流として樹冠を通過する過程で樹冠にトラップされている放射性セシウムを洗い流すことにより、徐々に林床に移行しているものと考えられる。また、樹幹流より林内雨に含まれる放射性セシウムの放射能濃度が高いことから、森林内の地表面の放射性セシウムの存在量の増加要因は、葉に付着した放射性セシウムの降雨を通じた移行の寄与が大きいものと考えられる。
・図 6-18 に示すように、一定期間に降下する雨量によって、林内雨に含まれる放射性セシウム
2-152の総量は大きく変化しない傾向が確認されていることから、林内では、雨量が多くても放射性セシウムの移行は促進されないものと考えられる。
これらの結果を踏まえると、スギ林内の土壌中における放射性セシウムの蓄積量は、落葉の堆積や、葉に付着した放射性セシウムが降雨により森林内の地表面に移行することなどに伴い、現状でも徐々に増加してきているものと考えられる。
また、広葉樹混合林では、最表層（特にリター層）に堆積していた放射性セシウムが、雨水の浸透や有機物の分解により下方浸透を始めていることが示唆された。森林内の放射性セシウムの分布と移行状況を定量的に把握するためには、継続的な林内雨及び樹幹流のモニタリングが必要であることが示された。
現状において森林内の空間線量率の低減化を図るためには、広葉樹混合林では、落葉等のリター層における放射性セシウムの存在量が多いことから、生態系への影響を考慮しつつ、表面に堆積しているリター層を除去することが効果的であることが確認された。他方で、スギ林では、樹冠付近の生葉や枯葉に付着した放射性セシウムの放射能濃度が高いことから、生葉や枯葉を除去することが効果的であることが確認された。なお、スギ壮齢林では、スギ若齢林や広葉樹混合林に比べて、地表面への放射性セシウムの蓄積量が多いことから、リター層の除去も効果的である。

2-153

6.3.1.3

様々な土地利用区画からの土壌侵食による放射性物質の移行状況調査(1) 本調査の実施目的
様々な土地利用区画からの土壌侵食によるからの放射性物質の移行状況を確認するため、緩勾配のタバコ畑及び急勾配の畑地、採草地、放牧草地、及びスギ若齢林の任意の傾斜地 5 地点に、
ステンレス板による境界区分(以下、「プロット」という。)を設置するとともに、境界区分の下流側に三角堰（流量計測）及びタンク（土砂溜め）を設置して、土砂及び放射性物質の流出量の測定を実施した。
(2) 本調査の詳細① 調査内容緩勾配のタバコ畑、急勾配の畑地、採草地、放牧草地、及びスギ若齢林における土砂移動に伴う放射性セシウムの移行状況について、以下の調査を実施した。なお、調査期間は、平成 23 年 6
月 5 日から 9 月 4 日である。
A) 放射性セシウムの移行状況調査
各プロットの出水口に三角堰を設置し、さらに水位計を設置した。毎週 1 回、三角堰及び土砂を溜める容器（プール）に溜まった土砂を回収し、実験室に持ち帰り乾燥させた後、Ge 半導体検出器を用いて、土砂中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を求めた。
（図 6-19 参照）
B) 各プロットにおける放射性セシウムの移行形態
土地利用の異なった各調査地において、植生と土砂の流出量、放射性物質の流出量との関係を調査し、土地利用の違いに伴う、降雨による土砂とともに移動する放射性セシウムの移行現象の違いについて検討した。

①雨量計：降雨量の計測②三角堰：境界区分から流れ出る流量の計測③土砂溜：境界区分から流れ出る土砂量を計測④ゲルマニウム半導体検出器：土砂サンプルに含まれる放射性物質の測定

図 6-19 土壌侵食による放射性セシウム移行調査、測定項目

2-154

② 調査地の概要
福島県伊達郡川俣町の山木屋地区において、傾斜の異なる畑地（緩勾配のタバコ畑及び急勾配の畑地）、採草地、放牧草地、及びスギ林若齢林の 5 箇所から流出する土砂に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を測定した。プロットを設置した 5 箇所の特徴は以下の図 6-20 のとおりである。
・緩勾配のタバコ畑（以下、「畑 A」という。
）（写真 6.8.1）
福島第一原発事故の発生前にタバコを栽培していた畑地であり、調査当時は未耕作である。
傾斜は緩く、過去の耕作に伴い、他の耕作地に比べて土壌が柔らかい。植生量が多いため、プロット内の草刈を毎週行い、土砂の流れを良くなるようにした。(植生量は非常に少ない)・急勾配の畑地（以下、「畑 B」という。
）（写真 6.8.2）
福島第一原発事故の発生前に使用していた畑地であり、調査当時は未耕作である。耕作していた作物は確認できなかった。土壌の地質は粘土質であり、地盤が非常に固い。植生量は比較的多く、プロット内の草刈は 2 週間に 1 回程度行った。(植生量は少ない)
・採草地（以下、「牧草地 A」という。
）（写真 6.8.3）
福島第一原発事故の発生前は牧畜用の飼料となる草を栽培していたが、現在は飼料として使えないため、雑草が茂っている。牛や車両等の立ち入りがあまりないため、土壌攪乱が少なく、植生根が密生している。植生量は多いが、採草地の状況を再現するため、プロット内の草刈は 1 ヶ月に 1 回程度行った。(植生量は多い)
・放牧草地（以下、「牧草地 B」という。
）（写真 6.8.4）
福島第一原発事故の発生前は放牧草地であったため、土壌攪乱の機会が多く、植生根がま
ばらに密生している。植生量は非常に多いが、放牧地の状況を再現するため、プロット内の草刈は 1 週間に１回程度行った。(植生量は非常に多い)
・スギ若齢林（写真 6.8.5）
密生したスギの人工林であるため、日射量が少なく、林床には植生も少ない。ただし、スギの葉から供給されるリターは多い。(リターが多い)

2-155

植生が非常に少ない

植生が少ない

植生が多い

植生が非常に多い

放牧草地

リターが多い

図 6-20 土壌侵食による放射性物質の移行状況調査箇所（5 箇所）の状況

2-156

(2) 本調査の結果
本調査の結果を表 6-5 に示す。その結果、いずれの土地利用区画のプロットにおいても、本調
査期間（1 ヶ月半）における土壌侵食による放射性セシウムの流出量は、放射性セシウムの残存量の 0.008％(牧草地 B)～0.26％畑 A）であった。本調査期間中の降雨量は 260mm 程度と例年並みであったが、土壌侵食による放射性物質の移動は、緩やかであることが確認された。
また、本調査期間中の流出水の積算量を比較すると、図 6-21（ａ）に示すように、牧草地 A が最も多く、流出水量の積算量は 717m3/ha であり、続いて畑Ａ（緩勾配のタバコ畑）（604m3/ha）、
畑Ｂ（急勾配の畑）（372m3/ha）、スギ若齢林（10m3/ha）、放牧草地 B（5m3/ha）の順番であった。
さらに、流出土砂の積算量を比較すると、図 6-21（b）に示すように、畑Ａ（緩勾配のタバコ畑）が最も多く約 920kg/ha であり、続いて畑Ｂ（急勾配の畑）（265kg/ha）、放牧草地 B（184kg/ha）、
牧草地 A（95kg/ha）、スギ若齢林（64kg/ha）の順番であった。
また、図 6-22 に示すように、各区画から流出した放射性セシウムの流出量（以下、「流出放射性核種積算量」という。）を比較すると、畑Ａ（緩勾配のタバコ畑）が最も多く、Cs-134 は約
2
2
1.0kBq/m（10MBq/ha）、
Cs-137 は約 1.2kBq/m（12MBq/ha）
であり、
続いて畑Ｂ
（急勾配の畑）（Cs-134:

0.24kBq/m2（2.4MBq/ha）、Cs-137: 0.28kBq/m2（2.8MBq/ha））、スギ若齢林（Cs-134: 0.13 kBq/m2（1.3MBq/ha）、Cs-137: 0.15kBq/m2（1.5MBq/ha））、牧草地 A（Cs-134: 0.11 kBq/m2（1.1MBq/ha）、
Cs-137: 0.13kBq/m2（1.3MBq/ha））、放牧草地 B（Cs-134: 0.07kBq/m2（0.7MBq/ha）、Cs-137: 0.09
kBq/m2（0.9MBq/ha））、6.3.2.2 で後述する水田通常耕作（Cs-134: 0.083kBq/m2（0.83MBq/ha）、
Cs-137: 0.087kBq/m2（0.87MBq/ha））の順番であった。代掻き時を除けば、水田より流出する流出放射性核種積算量は畑地に比べて少ない値であることが確認された。
なお、流出率は、流出量を雨量とプロットの面積（110.65m2）との積で除して算出した。プロ
ットの大きさは、5m×22.13m=110.65m2 である。
表 6-5（a） 畑 A の水・土砂・放射性物質の流出量
Cs-134 残存量：372kBq/m2
Cs-137 残存量：452kBq/m2
緩勾配のタバコ畑 [畑A]

雨量

流出量

土砂量

ΣR

ΣQ

M

核種濃度

核種量

流出率

核種濃度

核種量

流出率

(mm)

(L)

(kg)

(Bq/kg)(Bq)(%)(Bq/kg)(Bq)(%)

Cs-134

Cs-137

2011/ 07/17 ～07/24

22.4

0.0

0.008

9,671

81

0.000

4,358

36

0.000

2011/ 07/24 ～07/31

60.0

439.2

2.369

12,91630,5940.075

15,32136,2920.073

2011/ 07/31 ～08/07

17.2

1,006.5

3.555

2,556

9,085

0.022

3,087

10,9750.022

2011/ 08/07 ～08/14

18.6

1,080.9

2.449

9,722

23,8080.058

11,37327,852

0.056

2011/ 08/14 ～08/21

74.0

2,653.8

0.165

12,240

2,017

0.005

14,461

2,383

0.005

2011/ 08/21 ～08/28

23.0

99.1

0.313

19,468

6,101

0.015

22,933

7,187

0.014

2011/ 08/28 ～09/04

46.0

1,364.0

1.255

30,73038,5730.094

36,61145,954

0.092

合計

261.2

6,643.4

10.114110,258

0.269

130,679

0.263

2-157

表 6-5(b) 畑 B の水・土砂・放射性物質の流出量
Cs-134 残存量：479kBq/m2
Cs-137 残存量：587kBq/m2

急勾配の畑[畑B]

雨量

流出量

土砂量

ΣR

ΣQ

M

核種濃度

核種量

流出率

核種濃度

核種量

流出率

(mm)

(L)

(kg)

(Bq/kg)(Bq)(%)(Bq/kg)(Bq)(%)

Cs-134

Cs-137

2011/ 07/17 ～07/24

22.4

0.0

0.017

9,328

157

0.000

10,913184

0.000

2011/ 07/24 ～07/31

60.0

569.6

0.853

2,859

2,439

0.005

3,344

2,853

0.004

2011/ 07/31 ～08/07

17.2

142.7

0.338

9,283

3,142

0.006

10,794

3,654

0.006

2011/ 08/07 ～08/14

18.6

810.0

0.235

12,269

2,887

0.005

14,478

3,407

0.005
0.010

2011/ 08/14 ～08/21

74.0

1,754.5

1.012

5,654

5,721

0.011

6,460

6,536

2011/ 08/21 ～08/28

23.0

252.9

0.241

15,479

3,737

0.007

18,351

4,430

0.007

2011/ 08/28 ～09/04

46.0

564.2

0.217

37,404

8,126

0.015

44,863

9,747

0.015

合計

261.2

4,094.0

2.914

26,2100.050

30,8110.048

表 6-5（c） 牧草地 A の水・土砂・放射性物質の流出量
Cs-134 残存量：372kBq/m2
Cs-137 残存量：435kBq/m2
採草地 [牧草地A]

雨量

流出量

土砂量

ΣR

ΣQ

M

核種濃度

核種量

流出率

核種濃度

核種量

流出率

(mm)

(L)

(kg)

(Bq/kg)(Bq)(%)(Bq/kg)(Bq)(%)

Cs-134

Cs-137

2011/ 07/17 ～07/24

22.4

0.0

0.071

29,070

2,054

0.005

34,292

2,423

2011/ 07/24 ～07/31

60.0

2,795.5

0.699

9,580

6,696

0.016

11,348

7,931

0.017

2011/ 07/31 ～08/07

17.2

0.0

0.000

0

0.000

0

0.000

2011/ 08/07 ～08/14

18.6

1,270.8

0.117

12,379

1,443

0.004

14,450

1,684

0.004

2011/ 08/14 ～08/21

74.0

3,672.3

0.150

11,554

1,730

0.004

12,859

1,926

0.004

2011/ 08/21 ～08/28

23.0

0.0

0.000

0

0.000

0

0.000

70

0.000

80

0.000

11,9930.029

14,0440.029

2011/ 08/28 ～09/04

46.0

145.1

0.006

合計

261.2

7,883.7

1.041

12,436

14,2270.005

表 6-5（d） 牧草地 B の水・土砂・放射性物質の流出量
Cs-134 残存量：892kBq/m2
Cs-137 残存量：1,037kBq/m2
放牧地 [牧草地B]

雨量

流出量

土砂量

ΣR

ΣQ

M

核種濃度

核種量

流出率

核種濃度

核種量

(mm)

(L)

(kg)

(Bq/kg)(Bq)(%)(Bq/kg)(Bq)

2011/ 07/17 ～07/24

22.4

0.0

0.000

2011/ 07/24 ～07/31

60.0

2.0

1.615

2011/ 07/31 ～08/07

17.2

0.0

2011/ 08/07 ～08/14

18.6

0.0

2011/ 08/14 ～08/21

74.0

50.1

Cs-134

Cs-137

0

0.000

4,295

6,938

0.007

0.102

2,257

230

0.197

2,878

567

0.106

3,083

327
0

0.000

6,301

50

0.000

8,112

0.008

2011/ 08/21 ～08/28

23.0

4.7

0.000

2011/ 08/28 ～09/04

46.0

0.0

0.008

合計

261.2

56.8

2.028

2-158

流出率
(%)
0

0.000

5,133

8,292

0.007

0.000

2,871

293

0.000

0.001

3,288

647

0.001

0.000

3,585

381

0.000

0

0.000

7,504

59

0.000

9,672

0.008

表 6-5（e） スギ若齢林の水・土砂・放射性物質の流出量
Cs-134 残存量：213kBq/m2
Cs-137 残存量：260kBq/m2

スギ若齢林

雨量

流出量

土砂量

ΣR

ΣQ

M

核種濃度

核種量

流出率

核種濃度

核種量

(mm)

(L)

(kg)

(Bq/kg)(Bq)(%)(Bq/kg)(Bq)

2011/ 07/17 ～07/24

22.4

0.0

0.000

2011/ 07/24 ～07/31

60.0

55.1

0.284

2011/ 07/31 ～08/07

17.2

55.8

2011/ 08/07 ～08/14

18.6

0.0

2011/ 08/14 ～08/21

74.0

2011/ 08/21 ～08/28

Cs-134

Cs-13700.000

11,259

3,194

0.014

0.263

25,459

6,689

0.063

20,559

1,287

0.0

0.024

54,496

23.0

0.0

0.000

2011/ 08/28 ～09/04

46.0

0.2

0.067

合計

261.2

111.1

0.699

800
2011/7/17‐9/4

0.000

13,090

3,713

0.013

0.029

30,194

7,934

0.028

0.005

23,913

1,497

0.005

1,284

0.005

64,456

1,519

0.005

0

0.000

1,593

0.007

14,0470.060

28,490

0

0.000

1,897

0.007

16,559

0.058

717

600
500

(%)
0

2011/7/17‐9/4

604
2011/7/17‐9/4

400
300

372
5

10

100

2011/7/17‐9/4

2011/7/17‐9/4
スギ若齢林

牧草地Ｂ

牧草地Ａ

（畑Ｂ）
急勾配の畑

0

（畑Ａ）

200
緩勾配のタバコ畑

流出水積算量（m3/ha）

700

23,913

流出率

2011/7/17‐9/4

920

2011/7/17‐9/4

95

265

2011/7/17‐9/4

184
2011/7/17‐9/4

64
2011/7/17‐9/4
スギ若齢林

牧草地Ｂ

牧草地Ａ

（畑Ｂ）
急勾配の畑

（畑Ａ）

1,000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0

緩勾配のタバコ畑

流出土砂積算量（kg/ha）

図6-21(a) 各調査箇所における流出水の積算量（四角囲いの数字は流出水積算量の値）

図6-21(b) 各調査箇所における流出土砂の積算量（四角囲いの数字は流出土砂積算量の値）
2-159

2011/7/17‐9/4

Cs134

12,00012Ｍ

10,000
8,000

Cs137

10Ｍ

2011/7/17‐9/4

0.7Ｍ 0.9Ｍ

0.83Ｍ 0.87Ｍ

2011/7/16‐8/29
水田通常耕作2011/7/17‐9/4

2011/7/17‐9/4

スギ若齢林

急勾配の畑

2011/7/17‐9/4

牧草地Ｂ

2,000

1.1Ｍ 1.3Ｍ

牧草地Ａ

4,000

0

1.3Ｍ 1.5Ｍ

2.4Ｍ 2.8Ｍ

6,000

緩勾配のタバコ畑

流出放射性核種積算量（kBq/ha）

14,000

図 6-21(c) 各調査箇所における流出した放射性核種の積算量（四角囲いの数字はセシウム 134、セシウム 137 の流出積算量の値）

2-160

(3) 考察及びまとめ
上記の調査結果をまとめると表 6-6 のとおりである。この結果から考えると、傾斜の異なる畑
地（緩勾配のタバコ畑及び急勾配の畑地）、採草地、放牧草地、及びスギ林若齢林の 5 箇所の植生の違いにより、土砂量、放射性核種流出量に明確な違いが確認され、植生量が多い調査箇所（牧草地 A、牧草地 B など）では放射性核種の積算流出量が少ないことが確認された。この理由としては、牧草地 A、放牧草地 B では、牧草等が土壌を表面被覆しており、放射性物質の移動を妨げていることが考えられる。なお、勾配の影響よりも植生の影響の方が、放射性セシウムの流出量に影響を与えることが確認された。
他方で、スギ若齢林では、下層植生が少ないものの、土壌がリターで覆われているため、雨水による土砂の流出を防止していると考えられる。
本調査期間内での土砂移動に伴う放射性物質の移行量は各調査箇所の放射性セシウムの存在量の最大でも約 0.3％未満にとどまったが、これまでの Lal(1984)などの報告によれば、斜面の長さが長い場合、流水の集中に伴う、深掘れ(ガリ侵食）が発生すると言われている。そこで、今後、土壌浸食に伴う放射性核種の移行状況について詳細に確認するため、長い斜面について調査を実施し、ガリ侵食も含めた放射性物質の移行について、継続的な調査、解析が必要である。
表 6-6 植生と流出土砂量、流出放射性核種積算値の関係
植生

流出土砂量

流出放射性核種積算値
Cs-134

畑 A（緩勾配のタ

非常に多い

非常に多い

非常に多い

バコ畑）

（920kg/ha）（10MBq/ha）（12MBq/ha）

畑（
B 急勾配の畑） 少ない

多い

多い

多い

（265kg/ha）（2.4MBq/ha）（2.8MBq/ha）

少ない

少ない

少ない

（95kg/ha）（1.1MBq/ha）（1.3MBq/ha）

少ない

少ない

少ない

（184kg/ha）（0.7MBq/ha）（0.9MBq/ha）

非常に少ない少ない

少ない（64kg/ha）（1.3MBq/ha）（1.5MBq/ha）

牧草地 A
牧草地 B
スギ若齢林

非常に少ないCs-137多い
非常に多い
リターが多い【引用文献】

Lal, R. (1984), Effects of slope length on runoff from alfisols in western Nigeria,
Geoderma, 33, 181– 189.

2-161

6.3.1.4

森林、土壌等の自然環境からの放射性物質の飛散量の測定(1) 本調査の実施目的
土地利用の違いにより、地表面や森林等に降下した放射性物質が、大気へと風によって巻き上げられ、飛散（再浮遊）する状況が異なってくるか確認するため、裸地（小学校グラウンド）、畑（タバコ畑、畑地）、水田、草地、放牧草地、スギ若齢林及び広葉樹混合林の 8 地点において、エアサンプラを用いて、放射性セシウムの飛散（再浮遊）量について測定を実施した。
(2) 本調査の詳細① 調査内容裸地(小学校グラウンド)、畑（タバコ畑、畑地）、水田、草地、放牧草地、スギ若齢林及び広葉樹混合林の 8 地点における、風による放射性セシウムの飛散量を測定するため、以下の調査を実施した。なお、調査期間は平成 23 年 6 月 6 日から 8 月 31 日である。
A) 学校グラウンド、畑、水田、及び放牧草地における地表付近の大気浮遊塵に含まれる放射性セシウムの放射能濃度の測定
学校グラウンド、畑、水田、放牧草地において、地表面から約 1m の高さに吸気口が来るように
エアサンプラ（学校グラウンドのみハイボリュームエアサンプラを使用し、その他の地点はローボリュームエアサンプラ）を設置し、大気浮遊塵に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を測定した。大気の採取には、各調査箇所の地表面付近の空気をポンプで吸引し、空気中の放射性物質を含む微粒子やガス状物質を石英繊維フィルタ、及び活性炭素繊維フィルタで捕集した。大気吸
引流量は 560～700 L/min（ハイボリュームエアサンプラ）の装置と 30～40L/min の装置（ローボ
リュームサンプラ）の 2 種類を使用した。採取は 2 日～1 週間連続で実施し、終了後、フィルタを回収し、Ge 半導体検出器を用いて、放射性セシウムの放射能濃度の測定を実施した。
B) 針葉樹林、広葉樹林の樹冠部における、大気浮遊塵に含まれる放射性セシウムの放射能濃度の測定
スギ若齢林、及び広葉樹混合林内に設置したタワー（それぞれ高さ 8m、及び 12m）の樹冠付近にローボリュームエアサンプラを設置し、大気浮遊塵に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を測定した。採取は 2 日～1 週間連続で実施し、終了後、フィルタを回収し、Ge 半導体検出器を用いて、放射性セシウム等の放射能濃度の測定を実施した。
C）上記調査地点における放射性セシウムの飛散量と土壌水分量との関係の検証
土地利用の異なった各調査地点において、気象要素や土壌水分と大気浮遊塵に含まれる放射性セシウム等の放射能濃度の関係を調査し、土地利用の違いに伴う、大気へと飛散する放射性セシ
ウム等の飛散現象の違いについて検証した。
(2) 調査結果と考察① 各調査箇所における大気浮遊塵中の放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
学校グラウンド、畑、水田、放牧草地において、大気浮遊塵に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を測定した。その結果、図 6-23 に見られるように、各調査地点の土壌に沈着した Cs-134の沈着量が 320～370kBq/m2、Cs-137 の沈着量が 440～450kBq/m2 と沈着量が同程度であったタバ
2-162

コ畑、学校グラウンド、採草地においては、大気浮遊塵中の Cs-134 及び Cs-137 の放射能濃度の中央値は共に約１mBq/m3 と同程度の値であり、これらの調査地点では、6.3.2.2 の水田から河川への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査で後述する水田を除き、土地利用の違いによる、
大気浮遊塵中の放射性セシウムの放射能濃度に有意な違いは確認されなかった。
他方で、土壌に沈着した Cs-134 の沈着量が 892kBq/m2、Cs-137 の沈着量が 1,037kBq/m2 とタバ
コ畑、学校グラウンド、採草地より約 2～3 倍高い放牧草地では、大気浮遊塵中の Cs-134 及びCs-137 の放射能濃度の中央値は、それぞれ 2.2mBq/m3、及び 2.8mBq/m3 とタバコ畑、学校グラウ
ンド、採草地で測定された大気浮遊塵中の放射性セシウムの放射能濃度の約 2～3 倍、高い傾向が確認された。
本調査で実施した調査地点は近接しているものの、これらの地点で大気浮遊塵中の放射性セシ
ウムの放射能濃度が土壌表面に沈着した放射性セシウムの沈着量に応じて変化することは、土壌表面に沈着した放射性セシウムが大気へと再浮遊していることを示している。
なお、本調査では、大気浮遊塵に含まれる放射性セシウムの放射能濃度が土壌表面に沈着した
放射性セシウムの沈着量に比例する可能性が示唆されたが、今後、この傾向について一般化するため、調査地点数を増やなど、更なる調査が必要である。
また、スギ若齢林、及び広葉樹混合林の双方については、タバコ畑、学校グラウンド、採草地と比較して放射性セシウムの沈着量が同程度であるにも関わらず、大気浮遊塵中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度が高い傾向が確認された。このことは、樹木の樹冠からの放射性セシウ
ムの飛散は、土壌からの飛散とは異なるメカニズムであることを示唆している。他方で、6.3.1.2の森林における放射性物質の分布状況の確認及び移行状況調査で示したように、葉への放射性セシウムの付着が少ない広葉樹混合林においても、放射能濃度が高い放射性セシウムが飛散していることについては要因が確認されておらず、今後、発生源の特定、発生メカニズムの解明などの更なる調査が必要である。

図 6-23 各調査地点での大気浮遊塵中の放射性セシウムの放射能濃度の中央値(mBq/m3)（括弧内の数値は各調査箇所における土壌中の放射性セシウムの沈着量(kBq/m2)（青色：セシウム 134、
茶色：セシウム 137）2-163

② 土壌水分量と放射性物質の飛散量との関係
土地利用の異なった各調査地点において、気象要素や土壌水分と大気浮遊塵に含まれる放射性セシウム等の放射能濃度の関係を調査した。その結果、本調査期間中、降雨による土壌に含まれている水分量(以下、「土壌水分量」という。) は 5％程度であった。Fecan(1999)が風による土壌の侵食速度と土壌水分の関係、及びモデル計算からまとめた結果によると、土壌水分量が 3～4％よりも低いと風によって土壌が飛散することが確認されている。
（Fecan、1999）
他方で、本調査期間中（6 月 6 日から 8 月 31 日）においては、飛砂カウンター（風により空気中に飛散した土壌粒子をレーザー光の散乱により検出し、その数をカウントする装置）を各調査地点に設置し、飛散した土壌粒子の数を測定したが、小学校グラウンドに設置した飛砂カウンタ
ーにおいて、6 月 23 日に風による土壌粒子の飛散現象が 1 イベント観測されたのみであり、その他の地点では、観測されなかった。
このことから、本調査において、大気浮遊塵中から有意な放射セシウムの放射能濃度が検出されたことは、土壌から土壌粒子に付着した状態で放射性セシウムが風によって飛散する現象とは異なるメカニズムで放射性物質が飛散している可能性が示唆された。
また、土壌水分量と大気浮遊塵中の放射性セシウムの放射能濃度の関係を調査したところ、図6-24 に示すように、多くの調査地点で、飛散した大気浮遊塵中の放射性セシウムの放射能濃度と土壌水分量は逆相関の関係であることが確認された。
さらに、先の図 6-23 においても、湛水した水田では、周囲の地点に比べて、飛散する放射性セシウムの放射能濃度が低いことが確認されている。以上から、放射性物質の飛散は、土壌水分により妨げられていることが示唆された。そのため、乾燥し季節風が強まる冬季に、土壌粒子飛散
による再浮遊が活発化する可能性が考えられる。さらに調査地点数を増やすなど調査を継続し、放射性物質の再浮遊のメカニズムを理解することが必要である。

3

放射能濃度 (mBq/m )

10
8

5

(a) 学校グラウンド

4

6

3

4

2

2

1

0
0.1

0.15

0.2

0.25
3

15

(b) スギ若齢林樹冠

0
0.3 0.1

3

土壌水分 (m /m )図 6-24(c) 牧草地A
10

5

0.15

0.2

0.25
3

3

土壌水分 (m /m )0
0.3 0.1

0.15

0.2

0.25
3

0.3

3

土壌水分 (m /m )(a)学校グラウンド、(b)スギ若齢林の樹冠部、(c)牧草地 A における土壌水分と大気浮遊塵中に含まれるセシウム 137 の放射能濃度の関係【引用文献】
F. Fecan, B. Marticorena and G. Bergametti, Parametrization of the increase of the aeolian
erosion threshold windfriction velocity due to soil moisture for arid and semi-arid areas,
Ann. Geophysicae 17, 1999, 149-157.

2-164

6.3.2 土壌水、河川水、湖沼、地下水等の水循環に伴う放射性物質の移行状況調査
6.3.2.1 様々な土地利用区画からの土壌水、地下水、渓流水、湧水を通じた放射性物質の移行状
況調査(1) 本調査の実施目的
地表面に沈着した放射性物質は土壌水、地下水、渓流水、湧水という水循環プロセスに伴い、環境中を移動・循環することが予想される。そこで、本調査では、様々な土地利用区画からの土壌水、地下水、渓流水、及び湧水を通じた放射性物質の移行状況を確認するため、放牧草地、採草地（疣石山）、採草地、畑地、スギ壮齢林、及びスギ若齢林の 6 地点で土壌水、地下水、湧水、渓流水を採取し、放射性セシウムの分布状況と移行状況について調査を実施した。
(2) 本調査の詳細① 調査内容牧草地、草地、採草地、畑地、スギ壮齢林、及びスギ若齢林の 6 地点（図 6-25 参照）において、
土壌水、地下水、湧水、渓流水を採取するため、以下の調査を実施した。なお、調査期間は、平成 23 年 6 月 6 日から 8 月 31 日である。

草地(疣石山)採草地（疣石山）

研究対象地域
草地(疣石山)採草地（疣石山）

畑地(石平山)
畑地（石平山）

スギ壮齢林
スギ林
スギ若齢林

0

1

放牧地
放牧草地
(水境⑥)
(水境)
（水境）

2km

図 福島県伊達郡川俣町山木屋地区
放牧地(水境⑥)畑地(石平山)
畑地（石平山）(水境)
放牧草地（水境）

福島県伊達郡川俣町

図 6-25 土壌水、河川水、湖沼、地下水等調査対象地域の概要

2-165

A)

土壌水、地下水、湧水、渓流水試料の採取

本調査では、調査箇所である、放牧草地、採草地（疣石山）では土壌水（深度 10～50cm）、地
下水（深度 3～30m）、湧水、及び渓流水を採取した。
また、畑地（石平山）では渓流水を採取し、スギ若齢林及びスギ壮齢林においては、土壌水（深度 10～50cm）を採取した。
土壌水は、土壌の複数深度に埋設した、ポーラスカップを通じて、ハンドポンプにより減圧したフラスコ内に土壌水を吸入する方法により、採水した。ポーラスカップとは、直径約 18mm、長さ約 5cm の素焼きの陶製カップであり、土壌と同程度の透水性を有している。フラスコとポーラ
スカップはチューブで接続されており、フラスコ内を減圧することにより、ポーラスカップ内も減圧され、周囲の土壌中に含まれる水分を吸引することができる。本調査では、概ね数日から 1
週間程度かけて吸入・採水した。
地下水は、放牧草地、草地（疣石山）に各々複数深度の井戸を掘削し、調査地点ごとに一定の深さに口径 2inch のポリ塩化ビニル管を設置し、採水した。放牧草地では深度 3m（スクリーン深度：2～3m）、6m（スクリーン深度：3～6m）、20m（スクリーン深度：12～20 m）にポリ塩化ビニル管を設置し、草地では、深度 5m（スクリーン深度：3～5m）、深度 15m（スクリーン深度：5～15m）、
深度 30m（スクリーン深度：20～30m）にポリ塩化ビニル管を設置し、小型電動ポンプにより採水した。スクリーンとは、井戸における水の取り込み口のことを示し、直径 1mm 未満、長さ数 10cmの切れ込みが複数箇所、井戸壁面に施され、周辺土壌から地下水が井戸管内に入る仕組みになっている。
湧水は、採草地（疣石山）で電動揚水ポンプを用いて、直接採取した。また渓流水は、放牧草地、採草地（疣石山）、畑地において、量水用に設置されているパーシャルフリューム等を用いて直接採取した。パーシャルフリュームとは、鉄製の樋状の構造物で、渓流水を樋内に通過させることで、比較的安定した水流を維持し、その水位等を測定するものである。
B） 試料の放射能測定
採取した試料水は実験室に持ち帰り、輸送容器の外側を洗浄して試料採取時の放射性物質の付着を除去した後、ろ過操作を実施した。ろ過にあたっては、含まれる土壌粒子等をグラスファイ
バ製のろ紙とポアサイズが 0.45μm のメンブランフィルターを重ねて丁寧にろ過した。その後、ろ過試料水約 500 ml を充分に洗浄したポリ容器に移し、電子天秤により測定を行い正確な重量を求めた。その上で、Ge 半導体検出器を用いて、試料の放射性セシウムの放射能濃度を求めた。測定時間は、一律 30,000 秒とした。検出下限値は、含まれる天然核種等の放射能濃度に影響される
ため試料ごとに異なるが、検出下限値以下の試料については 0.28～0.46Bq/L であった。なお、両核種について、検出下限値はほぼ同程度であった。
また、地下水試料については、試料のろ過後、放射性核種の検出率を上げるために、リンモリ
ブデン酸アンモニウム（以下、「AMP」という。
）による濃縮を行い、AMP を回収した上で、ポリ容器に封入して Ge 半導体検出器を用いて、試料の放射性セシウムの放射能濃度を求めた。試料濃縮をしているため、地下水試料については通常測定に比べ、1 桁程度検出下限値を下げることに成功したが、全ての試料で有意な放射性セシウムは検出されなかった。
(3) 本調査の結果及び考察
土壌水、地下水、湧水、渓流水試料の放射性セシウムの測定結果の一覧を表 6-7、及び表 6-8に示す。土壌水中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は、予期していたよりも低かったため、放射性セシウムの放射能濃度は、最大で 2.48Bq/kg であり、多くの試料は不検出であった。また、
2-166

検出された箇所は、草地の深度 10cm で採水した土壌水においてのみ放射性セシウムが検出され、草地の深度 30cm、50cm、及びスギ壮齢林、牧草地のいずれの深度においても放射性セシウムは検出されなかった。
また、湧水、地下水においては、放射性セシウムは全く検出されなかった。
さらに、渓流水においても放射性セシウムはほとんど検出されなかったが、8 月 6 日に草地（疣石山）で採取された渓流水からは、Cs-134 が 0.8Bq/kg、Cs-137 が 1.2Bq/kg と他の渓流水と比較して、明らかに高い放射能濃度が確認された。この理由としては、当該試料は降雨に伴い増水が生じた際に採取されたものであるため、降雨流出時に浮流土砂等とともに放射性セシウムが渓流水中に移行したことを示唆している。
以上から、本調査時点では、福島第一原発事故直後に渓流水の表面水等に放射性セシウムが検出されていた時とは状況が異なり、土壌水、地下水、湧水、渓流水を通じた水循環プロセスに伴う放射性セシウムの移行状況は確認できなかった。
しかしながら、事故発生前の河川水において、低レベルの Cs-137 が確認されていることから、
今後、検出下限値を更に低くした上で調査を実施するとともに、降雨強度・規模に応じた放射性物質の移行量や堆積量を把握するためにも、継続してモニタリングを行う必要がある。
表 6-7 土壌水（採草地、針葉樹林、及び放牧草地）における放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
土壌水
地点名

深度(cm)

10

採草地

30

50

10
針葉樹
若齢林

30
50

針葉樹

10

壮齢林

30
50
10
放牧草地

20
30

回収日

回収期間

20110709 7/4～7/9
20110715 7/9～7/15
20110723 7/15～7/23
20110805 7/23～8/5
20110710 7/4～7/10
20110715 7/10～7/15
20110723 7/15～7/23
20110625 6/19～6/25
20110709 7/4～7/9
20110715 7/9～7/15
20110723 7/15～7/23
20110716 7/9～7/16
20110806 7/23～8/6
20110816 8/9～8/16
20110716 7/9～7/16
20110723 7/16～7/23
20110716 7/9～7/16
20110723 7/16～7/23
20110715 7/9～7/15
20110723 7/15～7/23
20110806 7/23～8/6
20110816 8/9～8/16
20110715 7/9～7/15
20110723 7/15～7/23
20110723 7/15～7/23
20110723 7/16～7/23
20110816 8/9～8/16
20110709 7/4～7/9
20110716 7/9～7/16
20110723 7/16～7/23
20110709 7/4～7/9
20110716 7/9～7/16

Cs-134濃度(Bq/L) 誤差(±Bq/L) 検出下限値3σ
0.73
0.17
0.51
2.39
0.37
1.11
0.54
0.15
0.45
0.35
不検出
0.34
不検出
0.34
不検出
0.30
不検出
0.68
不検出
0.33
不検出
0.43
不検出
0.32
不検出
2.50
不検出
不検出
1.01
不検出
1.02
不検出
1.33
1.28
不検出
2.05
不検出
2.59
不検出
1.09
不検出
1.61
不検出
0.75
不検出
不検出
1.64
0.73
不検出
0.84
不検出
0.35
不検出
1.14
不検出
1.39
不検出
0.60
不検出
1.23
不検出
1.14
不検出
0.78
不検出
不検出
2.24

2-167

Cs-137濃度(Bq/L) 誤差(±Bq/L) 検出下限値3σ
0.89
0.19
0.58
2.48
0.37
1.11
0.45
0.15
0.44
0.38
不検出
0.40
不検出
0.35
不検出
0.37
不検出
0.70
不検出
0.33
不検出
0.48
不検出
0.34
不検出
3.02
不検出
不検出
1.48
不検出
1.19
不検出
1.19
1.43
不検出
2.47
不検出
3.11
不検出
1.29
不検出
2.04
不検出
0.97
不検出
不検出
2.15
0.90
不検出
1.06
不検出
0.40
不検出
1.30
不検出
1.80
不検出
0.66
不検出
1.29
不検出
1.44
不検出
1.00
不検出
不検出
2.96

表 6-8 渓流水、湧水、井戸水（地下水）における放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
渓流水
Cs-134濃度(Bq/kg) 誤差(±Bq/kg) 検出下限値3σ0.31
20110619
不検出
0.34
20110625
不検出
0.34
20110704
不検出
0.36
畑地
20110709
不検出0.36（石平山） 20110714
不検出
0.32
20110723
不検出
0.29
20110805
不検出
不検出
0.33
20110817
0.36
20110619
不検出
0.33
20110625
不検出
0.30
20110704
不検出
不検出
0.33
放牧地
20110709
0.32（水境⑥） 20110715
不検出
0.30
20110723
不検出
0.31
20110806
不検出
不検出
0.25
20110817
0.39
20110619
不検出
0.42
0.14
0.42
20110625
0.37
20110704
不検出
採草地
0.32
草地
20110709
不検出
0.35
(疣石山）
（疣石山） 20110714
不検出
0.35
20110723
不検出
0.33
20110805
不検出
0.82
0.17
0.52
20110806
0.30
20110817
不検出
湧水
Cs-134地点名
採水日濃度(Bq/kg) 誤差(±Bq/kg) 検出下限値3σ0.4220110619
不検出
0.36
20110625
不検出
採草地
0.38
20110704
不検出
採草地
0.33
草地
20110709
不検出(疣石山） 20110714
0.33
（疣石山）
不検出
0.29
20110723
不検出
不検出
0.28
20110805
0.2920110816
不検出
地点名

採水日

濃度(Bq/kg)
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
0.56
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
0.50
不検出
不検出
不検出
不検出
不検出
1.18
不検出

Cs-137
誤差(±Bq/kg) 検出下限値3σ
0.40
0.37
0.37
0.38
0.35
0.36
0.38
0.15
0.46
0.37
0.35
0.38
0.31
0.35
0.38
0.36
0.37
0.45
0.16
0.49
0.37
0.37
0.39
0.43
0.36
0.22
0.65
0.39

Cs-137濃度(Bq/kg) 誤差(±Bq/kg) 検出下限値3σ
0.46
不検出
0.40
不検出
0.43
不検出
0.39
不検出
0.39
不検出
0.40
不検出
不検出
0.36
0.35
不検出

地下水
地点名

深度(m)

採水日

採草地
草地
（疣石山）
放牧地
（水境⑥）

5
15
6
20

20110729
20110729
20110729
20110729

Cs-134
Cs-137濃度(Bq/kg) 誤差(±Bq/kg) 検出下限値3σ 濃度(Bq/kg) 誤差(±Bq/kg) 検出下限値3σ0.078*
0.04
0.13
0.03
不検出
不検出
不検出
0.006*
0.00
0.006
不検出
0.017*
0.00
0.011
不検出

＊ 井戸水試料は採取時、濃縮時のコンタミが検出できずピークが検出できなかった
否定できないため検証が必要である。

検出下限値3σが空欄のところは検出できず* 井戸水試料は採取時、濃縮時のコンタミが否定できないため検証が必要である。

2-168

6.3.2.2

水田から河川への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査(1) 本調査の目的
水田耕作を通じた集水域から河川に移行する放射性物質の移行状況を確認するため、耕作方法が異なる二つの水田から流出する浮遊土砂量を測定するともに、浮遊土砂中の放射性セシウムの放射能濃度を測定した。
(2) 本調査の詳細① 調査対象とした水田の設定
図 6-6 に示したような近接した二つの水田について耕作前の処理方法を変え、それぞれの水田（通常通り耕作した水田（以下、「通常耕作水田」という。
）510m2、図 6-27 に示すように表層土
壌を 5～10 cm 剥ぎ取った後に耕作した水田（以下、「表面はぎ取り水田」という。
）731m2）から流出する浮遊土砂量、及び浮遊土砂に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を代掻き等のイベン
ト時の他、定期的に測定した。
耕作方法としては、両水田とも、乾燥した水田表土を深さ 10cm 程度鋤き返した。両水田における放射性セシウムの初期の沈着量を確認するため、通常耕作水田は耕作前（平成 23 年 6 月 5 日）、
及び乾式耕作後（平成 23 年 6 月 12 日）に表層土壌を採取した。また表面はぎ取り水田について
は、耕作前（平成 23 年 6 月 5 日）
（表面はぎ取り前）及び表面はぎ取り後（平成 23 年 6 月 12 日）に表層土壌を採取した。採取した土壌試料は、現地で袋に入れ良く攪拌した上で、105℃、24 時
間で絶乾させた後、Ge 半導体検出器で放射性セシウムの放射能濃度を測定した。なお、乾式耕作
後は両水田とも同様の管理（代掻き、田植え、施肥等）を行った。調査期間は平成 23 年 6 月 5日から 8 月 29 日である。

図 6-26 調査箇所（水田）の配置図

図 6-27 表面はぎ取り水田（表層土をはぎ取った水田）の状況② 調査内容A） 水田から流出した浮遊砂を通じた、放射性セシウムの移行状況調査
本調査では、各水田の出水口に量水用のパーシャルフリューム（流量測定装置）を設置した。
また、流量計、水位計、濁度計、及び浮遊砂サンプラを水田出水口に設置し、水田耕作が行われる期間、常時観測を実施した。また、水口（取水口から水田へ水を引く水路）（図 6-26 参照）に
浮遊砂サンプラを設置し、1～2 週間に 1 回、それぞれの浮遊土砂サンプラ内に溜まった浮遊土砂を回収・乾燥後、Ge 半導体検出器で放射性セシウムの放射能濃度を求めた。
2-169

B） 水田から流出した浮遊砂を通じた、放射性セシウムの移行形態の解明
水田に水をはった状態で整地作業･代掻き(しろかき)作業を実施した際に、水田面から流出す
る泥水を測定機器が設置されている水田取水口でくみ上げ、バケツに採取した後、図 6-28 に示
すように、泥水を溶存態(0.45⎧m>)、微小粘土(0.45～3⎧m)、粘土(3～63⎧m)、及び 極細砂以上(>63⎧m)にサイズ分画を行った。泥水は 10L 採取し、標準篩、及びメンブレンフィルタを用いて、ろ過作業を実施した。
また、水田に導入する水を 20L 採取し、図 6-28 に示すように、溶存態(0.45⎧m>)、微小粘土(0.45～3⎧m)、粘土(3～63⎧m)にサイズ分画を行った。

3～63μm

図 6-28 粒度別試料及び水試料の採取風景
その後、それぞれのサイズ別の土壌試料を乾燥させ、Ge 半導体検出器を用いて、放射性セシウ
ムの放射能濃度を求めた。水試料(0.45μm>)は、リンモリブデン酸アンモニウム試薬を用いて、放射性セシウムを濃縮・精製した後、Ge 半導体検出器を用いて、放射性セシウムの放射能濃度を求めた。
(3) 本調査の結果、及び考察① 表面をはぎ取ったことに伴う水田の放射性セシウムの沈着状況の変化
表面はぎ取り水田における水田土壌に沈着した Cs-137 の沈着量は、表層土壌を剥ぎ取る前においては 280,000Bq/m2 であったが、表層土壌を剥ぎ取ったところ、Cs-137 の沈着量は 7,700 Bq/m2に減少した。なお、期間中（6 月 13 日～8 月 29 日）に観測された降雨量の合計は約 370 mm であった。
② 表面はぎ取り水田及び通常耕作水田における放射性セシウムの流出状況
期間全体を通して灌漑期は水田に水が満たされているため、降雨時には放射性セシウムを含んだ浮遊土砂の流出が起こりやすい傾向が確認された(図 6-29 及び表 6-9 参照）。
また、観測期間を通じて水田から流出した浮遊土砂量は、表 6-9 に示すように、通常耕作水田では 16.5kg であり、表面はぎ取り水田では 73.1kg であった。両水田における降雨量と浮遊土砂
2-170

の流出量の関係を確認したところ、図 6-29 に見られるように、通常耕作水田では 30 分間の最大降雨量（以下、「最大 30 分間雨量」という。
）が増加すると、30 分間に流出する浮遊土砂の流出量（以下、「最大 30 分間浮遊土砂流出量」という。
）が増加する傾向が確認された。
さらに、浮遊砂サンプラで採取した浮遊土砂量と浮遊土砂に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を比較したところ、図 6-30 に示すように、通常耕作水田と表面はぎ取り水田では異なる傾向が確認された。通常耕作水田では、浮遊土砂中の放射性セシウムの放射能濃度は、浮遊土砂流出量の増加に伴い、放射性セシウムの放射能濃度は約 6,500Bq/kg から 18,000 Bq/kg に変化したが、表面はぎ取り水田では浮遊土砂の流出量に関わらず、放射性セシウムの放射能濃度は常に 3800
Bq/kg 以下の放射能濃度であった。この理由としては、土壌をはぎ取ったことにより流出する浮遊砂の放射能濃度が減ったことによるものと考えられる。
期間中に観測された土砂流出量及び浮遊砂サンプラに捕獲された浮遊土砂中の放射性セシウムの放射能濃度を用いて、観測期間を通じて流出した浮遊土砂全体に含まれる Cs-137 の総量を計算したところ、表 6-9 に示すように、通常耕作水田では約 700,000 Bq (1,400 Bq/m2)流出しているのに対して、表面はぎ取り水田では約 190,000Bq (260 Bq/m2)流出しており、通常耕作水田に対して表面剥ぎ取り水田からの流出量は約 1/5 程度であった。表面はぎ取り水田からの浮遊土砂の流出量(約 73 kg、100g/m2)は通常耕作水田からの浮遊土砂の流出量(約 17 kg、32g/m2)と比較して、単位面積あたりの重量は約 3 倍にも関わらず、表面はぎ取り水田から流出した Cs-137 の単位
面積あたりの総放射性セシウム量が通常耕作水田の約 1/5 に軽減されていることが確認された。
このことは、
はぎ取りにより放射性セシウムが河川へ流出する量が減少することを示唆している。
③ 水田からオーバーフローする泥水中の放射性セシウムの移行形態
水田からオーバーフローしたことに伴い流出する泥水(以下、「田面水」という。) について、
田面水に含まれる土壌粒子の粒径ごとに放射性セシウムの放射能濃度を分画したところ、図 6-31に示すように、田面水中の土壌粒子の 98％以上が粒径 0.45⎧m 以上の粒子態として存在していることが明らかになった。通常耕作田面水中に含まれる 63⎧m 以上の極細砂に付着している割合は、
3～63⎧m の粘土粒子に比べて約 2 倍であり、表面はぎ取り水田では 63⎧m 以上の極細砂、及び 3～
63⎧m の粘土粒子中に放射性セシウムが付着している割合はほぼ同程度であった。一般的に細粒粒子に放射性核種が多く吸着していることが知られているが(He and Walling、1996) 、本調査において、粒径の大きな粒子中に存在する割合が多い、又は粒径によらず放射性セシウムの放射能濃度が同一であった理由として、粘土粒子が凝集している可能性、又は放射性セシウムが降下後、粘土粒子へ未分配/未吸着である可能性が示唆される。
また、代掻きによって水田から流出した浮遊土砂量について、濁度計による浮遊土砂濃度及び水位計による流量を積算して求めたところ、通常耕作水田では 216.4kg/ha、表面はぎ取り水田では 42.6kg/ha の浮遊土砂の流出に相当した。従来の研究から報告されている代掻き時の浮遊土砂排出量と比較すると、図 6-32 に示すように、表面はぎ取り水田からの浮遊土砂の流出量は若干少ないが、通常耕作水田では同オーダーであり、代掻き時の浮遊土砂排出量を代表する値と判断される。
さらに、表 6-9 に示すように、代掻きによって流出した浮遊土砂に含まれる Cs-137 の放射能濃度は通常耕作水田では、約 57,000Bq/kg であり、浮遊砂流出量と放射能濃度から計算すると、全流出量 630,000 Bq に相当する。
同様に表面はぎ取り水田では Cs-137 の放射能濃度が約 8,000Bq/kg
であり、全流出量は 25,000Bq であった。このように、剥ぎ取りを行うことで代掻き時に流出する
放射性セシウムの放射能濃度は 1/7 になり、流出全量としては 1/25 にまで抑制されることが確認
された。
2-171

図 6-29 代掻き後（代掻き時を含まない）の最

図 6-30

大 30 分間雨量及び最大 30 分間浮遊土砂流出量

期間毎浮遊土砂量及び Cs-137 の放射能濃度の

の関係

関係

代掻き後（代掻き時を含まない）の

表 6-9 観測期間を通じて流出した降雨、流量、放射性セシウム濃度および総流出量、浮遊土砂採集器で回収された浮遊砂量及び各期間の平均浮遊土砂濃度（通常耕作水田の状況）
通常耕作
観測期間

雨量
(mm)

流量
（ｌ）

浮遊砂
量(g)

Cs-137(Bq)

Cs-134(Bq)

2011/6/13*

0.0

2440

11000

630000

6/14-6/20

6.0

1.97

6.72

75.9

6/21-7/3

72.0

1500

210

3030

浮遊砂ｻﾝﾌﾟ

浮遊砂濃度

ﾗ回収量(g)

平均(mg/l)

607000

2.97

4530

57100

±

1590

55000

±

76.7

0.33

3420

11300

±

1280

11400

±

1280

2920.00

11.7

140

14400

±

401

13900

±

383

Cs-137(Bq/kg)Cs-134(Bq/kg)
1510

7/4

17.2

50.8

172.0

3100

2760

9.47

3380

18000

±

418

16100

±

381

7/5-7/15

64.2

7660

2840

36100

31800

23.4

371

12700

±

281

11200

±

250

7/16-7/22

21.0

-

-

-

11.9

-

9270

±

272

8450

±

248

7/23-7/31

66.0

23000

1050

14200

11900.0

4.72

45.5

13500

±

220

11400

±

195

8/1-8/6

12.2

5780

327

3470

2950

1.82

56.7

10600

±

323

9010

±

288

8/7-8/9

23.6

2750

430

4150

4810.00

3.62

156

9670

±

394

11200

±

432

8/10-8/18

15.6

3.95

4.25

32.3

26.4

5.54

1080

7590

±

603

6210

±

525

8/19

23.4

12.7

17.2

206

192

2.35

1350

12000

±

843

11200

±

779

8/20-8/29

49.0

14700

485

4320

3630

3.86

32.9

8920

±

352

7490

±

312

370

57900

16500

69900066800081.7(Bq/ha)13700000

13100000(Bq/ha/day)

178000170000Cs-137(Bq)

Cs-134
(Bq)

期間合計

*代掻き日

（表面はぎ取り水田の状況）
はぎ取り耕作
観測期間

雨量
(mm)

流量
（ｌ）

浮遊砂
量(g）

浮遊砂ｻﾝﾌﾟﾗ回収量(g)

浮遊砂濃度平均(mg/l)Cs-137(Bq/kg)Cs-134(Bq/kg)

2011/6/13*

0

955

3110

24800

19200

6.43

3260

7980

±

387

6160

±

332

6/14-6/20

6

1780

18200

34900

27000

50.3

10200

1920

±

114

1490

±

94

6/21-7/3

72

24200

29400

68900

50700

32.4

1220

2340

±

114

1720

±

93

7/4

18

-

-

-

-

17.0

-

1520

±

115

1190

±

98

7/5-7/15

67.4

-

-

-

-

9.16

-

1770

±

133

1800

±

128

7/16-7/22

23.2

1390

0.05730.08330.073516.9

0.0411

1460

±

93

1280

±

83

7/23-7/31

67.4

19900

1260

2930

2570

11.4

63.4

2320

±

68

2040

±

61

8/1-8/6

12.4

624

4.83

17.8

16.8

0.96

7.73

3680

±

234

3490

±

221

8/7-8/9

22.6

9450

1490

5820

5130

2.93

158

3900

±

40

3430

±

36

8/10-8/18

14.8

2720

298

825

585

3.35

110

2770

±

242

1960

±

202

8/19

20.6

6780

7200

12900

12100

5.31

1060

1790

±

139

1680

±

130

8/20-8/29

45.6

37600

12100

34200

28000

3.23

321

2840

±

215

2330

±

190

370

10500073100

185000145000159(Bq/ha)

2530000

1990000(Bq/ha/day)

32900

25800

期間合計

*代掻き日

2-172

通常耕作水田
通常

表面はぎ取り水田
はぎ取り

濁度計による観測

濁度計による観測2.0 g/l
1.5 g/l

バケツ採取

バケツ採取

バケツ採取によるSS量
(μm)
0.5
1.0
>63
3-63
0.45-3全粒径

1.5

2.0 (g/l)

SS中のセシウム濃度(Bq/kg)と、水中に占める割合(%)

(μm)
>63
3-63

20

40

60

80

バケツ採取によるSS量
(μm)
0.5
1.0
>63
3-63
0.45-3全粒径

1.5

2.0 (g/l)

SS中のセシウム濃度(Bq/kg)と、水中に占める割合(%)

100 (%)

34700±400 Bq/kg
16300±200 Bq/kg

(μm)
>63
3-63

0.45-30.45-3

溶存

溶存

20

40

60

80

100 (%)

3800±100 Bq/kg
1300±30 Bq/kg

図 6-31 水田から流出する泥流出量(g/l) 、及び粒径別の放射性セシウムの放射能濃度 (Bq/kg)と泥水中に占める割合(％)

図 6-32 従来の研究における代掻き時に発生する浮遊砂量について

2-173

(4) まとめ水田耕作を通して集水域から河川に移行する浮遊砂中の放射性セシウムの挙動を定量的に把握するため、福島県伊達郡川俣町の山木屋地区をモデル地区として 6 月から 10 月まで、観測を行った。
本調査では、仮に、田面水がオーバーフローするような降雨があった場合、水田からの放射性セシウムが河川に供給されることが確認された。そのなかで、水田耕作に伴うイベント、特に代掻きによって排出される浮遊土砂量及び放射性セシウムの放射能濃度は大きく、通常耕作水田では田面水がオーバーフローするような降雨によって生産された浮遊土砂量は期間中の浮遊土砂量の平均値の 20 倍、
また期間中に流出した放射性セシウムの放射能濃度の 5 倍であることが確認された。したがって、耕作前に表土を剥ぎ取ることや、水田耕作における代掻き時に浮遊土砂の排出を抑制することにより、放射性セシウムの水田とつながる河川への流出を軽減することが可能であり、水田の除染に対して本手法は有効であると考えられる。
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須戸 幹, 三木 俊和, 増田 佳昭(2009) 代かき・移植時における水田からの濁水流出特性 : 滋賀
県宇曽川流域の水田群を事例として 農業農村工学会論文集 77(2), 113-119.

2-174

6.3.2.3 河川から海洋へ放射性物質の移行状況調査(1) 本調査の実施目的
河川から海洋への放射性物質の輸送量を確認するため、山木屋地区から流下する口太川流域、及びその下流の阿武隈川本川の複数地点で水位・流量を観測するともに、浮遊砂サンプラ及び濁度計を用いて土砂流出量を観測した。さらにこれらの地点で採水し、Cs-134、及び Cs-137 の水
文流出過程を通じた輸送量を推定した。
(2) 本調査の詳細① 調査内容河川から海洋への放射性物質の移行状況を調査するため、以下の調査を実施した。なお、本調
査は、放射性物質が比較的高濃度かつ広範囲にに沈着していることが確認されている、福島県中通りから太平洋に流れる一級河川の阿武隈川、及びその支流で特に高い線量域を通る口太川流域を対象に、図 6-33 に示すように、口太川流域四つの観測地点、及び阿武隈川本川の中流地点（伏黒）及び下流地点（岩沼）を観測地点とした。海洋への放射性物質の輸送量を推定するため、岩沼より下流の地点も検討したが、潮汐の影響が大きいため、本調査では、調査地点として採用しなかった。調査期間は、6 月 6 日から 8 月 31 日である。
A） 降雨量、河川流量、及び浮遊砂量の関係
河川から海洋への放射性物質の流出量を推定するためには、河川流量及び浮遊砂濃度の時系列変化から、一定期間内の河川水の流出量、及び浮遊砂の流出量の積算値を求めることが必要である。そこで、降雨量の増加に伴う河川流量や浮遊砂量の増加傾向を確認するため、各調査地点に、
図 6-32 に示すような、圧力式水位計、濁度計、雨量計、データロガー及び大陽光パネルを設置し、河川水位・流量観測、及び浮遊砂量の流出量を観測した。
（水位の測定）水位の測定にあたっては、口太川での四つの観測地点では、圧力式水位センサで水深の計測値に大気圧補正を施すとともに、河川流速の観測結果と横断面測量結果を用いて H（水深（m））-Q(河
川の流量（m3/s)）曲線を作成し、水深から河川の流量を求めることとした。また、阿武隈川本川の流量の推定においては、
国土交通省東北地方整備局による 2010 年までの水位流量データを用いて作成された H-Q 曲線から河川の流量を算定した。
なお、河川水位から河川流量に変換するため、
河川横断面の測量と河川の流速測定を必要に応じて実施した。
（浮遊砂量の測定）
浮遊砂量の測定にあたっては、予め、浮遊砂量と濁度計の校正を行い、濁度計の計測値(mV)と浮遊砂濃度との関係で得られた換算式を用いて求めた。河川中の濁度は、濁度計を用いて、10 分
間おきに測定した。濁度計は、長期間現地において測定することを考慮し、ワイパー付きで濁度
を 3,000（NTU）まで安定して計測可能な特注製を使用した。なお、各観測地点でセンサの感度が異なるため、観測地点ごとに別々の換算式を作成し、その式を利用した。
(降雨量の測定)
降雨量の測定にあたっては、浮遊砂測定地点近傍に、転倒マス式雨量計を設置し、雨量計デー
タは 10 分おきに記録した。ただし、欠損値に関しては他の雨量測定点での値を用いて置き換えるとともに、本調査では、ノイズなどの異常値を取り除いた。

2-175なお、濁度及び雨量のデータは、データロガーにデータが転送され、1 ヶ月以上のデータを取得することができた。なお、このデータロガーは、絶えず太陽光により、ソーラーパネルより電源が供給され、外部電源が不要となっている。
B） 浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度の測定
浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度を測定するため、図 6-34 の浮遊砂サンプラを用いた。
浮遊砂サンプラは、5 章の河川中（河川水、河底土、及び浮遊砂）における放射性物質の移行状
況調査で詳細を記載したとおり、出水期間全体の浮遊砂を採取することが可能な装置である。浮遊砂サンプラは、内径 98mm、長さ 1m の塩化ビニルパイプ管の両端の蓋部に内径 4mm のチューブを取り付けた簡易な装置であり、現地に設置しておくことで、出水中の全期間の浮遊砂を採取した。本調査では、1 週間ごとに浮遊砂を回収した。回収した浮遊砂は、炉乾燥し、筑波大学の Ge
半導体検出器にて、放射性セシウムの放射能濃度測定を実施した。
C） 放射性セシウム輸送量の推定A）で得られた河川流量及び浮遊砂濃度の時系列変化から、一定期間内の河川水の流出量、及び浮遊砂流出量の積算値を求めた。河川水の輸送量については、一定期間内の河川水の流出量の積算値に河川水中の放射性セシウムの放射能濃度をかけることにより、河川水による放射性セシウ
ムの輸送量を算出した。
また、採取された浮遊砂量と浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度をかけることにより、浮遊砂による放射性セシウムの輸送量を算出した。
なお、本調査では、河川調査本調査の調査期間は 6 月 6 日～8 月 30 日であるが、機器設置の関係で口太川での全観測点における開始は 6 月 21 日正午であり、阿武隈川本川での濁度を含めてのデータ収集が可能となったのが 8 月 10 日正午であるため、口太川流域において 6 月 21 日正午か
ら 8 月 30 日正午までの 70 日間、阿武隈川本川において 8 月 10 日正午から 8 月 30 日正午までの
20 日間における放射性セシウムの総輸送量を推定することとした。

2-176

図 6-33 河川調査箇所

図 6-34 観測機器の概要

2-177

(3) 調査結果及び考察① 雨量と濁度の関係
各地点における、雨量及び河川の流量に対する浮遊砂濃度（濁度）換算値のグラフを図 6-35に示す。この図に示すように、河川の流量にピークが見られた時にのみ、河川の濁度が増加していることが確認された。このため、本調査のような濁度計、浮遊砂サンプラを組み合わせて、浮遊砂量を連続的に測定する手法は、放射性物質の輸送量を算定するために有効であると考えられる。
また、本結果から、特に上流地点において、降雨量が増加するとともに濁度が高くなることが調査結果から確認された。
そのほか、阿武隈川本川においては、上流地点で豪雨が発生した時から数時間から 1 日程度遅れて、濁度のピークが発生することが確認された

図 6-35 各観測地点における 雨量・流量と濁度（浮遊砂濃度）の時系列変化状況

2-178

② 各地点で測定された浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度の測定結果
各観測地点における浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度の期間毎の変化は表 6-11 のとお
りである。
その結果、
全期間を通じて、
Cs-137 の放射能濃度は 14,000～66,000Bq/kg であり、Cs-134の放射能濃度は 12,500～60,000Bq/kg であり、いずれの観測地点においても、浮遊砂中から高い放射能濃度の放射性セシウムが検出された。
他方で、浮遊砂サンプラに捕獲された土壌粒子の放射性セシウムの放射能濃度は、浮遊土砂が採取された期間毎に異なる結果を示していた。この理由としては、浮遊砂サンプラが、流域における異なる土地・土層から放射性核種含有量の異なる土砂粒子がそれぞれの降雨イベントに従って各流域に流れてきた土砂をそれぞれの期間毎にトラップした結果であることを示唆している。
また、浮遊砂サンプラで採取した土壌粒子の中央粒径（粒度分布から求められる中央値）は、
各観測地点において 10μm～50μm 前後となっており、水境川及び口太川下流地点においては約40μm、阿武隈川流域では約 15μm 前後であった。

2-179

表 6-11 各観測地点における浮遊砂量と放射性セシウムの放射能濃度
Cs137

Cs134

場所
口太川水境川⑦

採取日
2011/6/27

浮遊砂量(g)1.00

Bq/kg
66,000

±誤差
4,800

Bq/kg
51,000±誤差

口太川水境川⑦

2011/7/6

180.0014,000510

12,000440

4,100

口太川水境川⑦

2011/7/12

0.70

43,0003,900

43,0003,700

口太川水境川⑦

2011/7/20

1.10

18,000890

15,000800

口太川水境川⑦

2011/7/25

0.6

35,0002,100

35,0002,100

口太川水境川⑦

2011/8/1

4.40

61,0004,400

47,0003,800

口太川水境川⑦

2011/8/9

19.00

35,000460

31,000410

口太川水境川⑦

2011/8/16

1.40

41,0002,100

36,000

1,900

口太川上流

2011/6/27

1.2

62,0004,300

60,000

4,100

口太川上流

2011/7/6

16.00

42,0001,400

38,000

1,300

口太川上流

2011/7/12

6.10

41,0001,50

39,000

1,500

口太川上流

2011/7/20

10.00

46,000590

40,000530

口太川上流

2011/7/25

4.10

53,0001,400

49,000

1,300

口太川上流

2011/8/1

10.00

51,0001,500

39,000

1,300

口太川上流

2011/8/9

22.0

38,000550

32,000490

口太川上流

2011/8/16

12.00

45,000810

39,000720

口太川中流

2011/6/27

1.60

38,0002,900

29,000

2,500

口太川中流

2011/7/6

180.0014,000330

13,000290

口太川中流

2011/7/12

13.00

16,000570

14,000520

口太川中流

2011/7/20

4.10

16,000550

14,000500

口太川中流

2011/7/25

0.50

27,0003,000

20,000

2,600

口太川中流

2011/8/1

11.0

20,0001,300

18,000

1,200

口太川中流

2011/8/10

32.00

12,000280

10,000240

口太川中流

2011/8/16

0.40

28,0002,200

19,000

1,800

口太川下流

2011/6/27

29.00

55,000860

49,000780

口太川下流

2011/7/6

61.00

36,000720

32,000650

口太川下流

2011/7/12

17.00

35,0001,300

30,000

1,200

口太川下流

2011/7/19

4.00

25,000690

22,000630

口太川下流

2011/7/25

11.00

29,000470

25,000430

口太川下流

2011/8/1

28.00

32,0001,100

26,000940

口太川下流

2011/8/10

45.00

25,000360

21,000310

口太川下流

2011/8/16

3.10

26,0001,400

19,0001,200

阿武隈中流伏黒

2011/7/11

12.00

69,0002,700

63,0002,400

阿武隈中流伏黒

2011/7/19

1.30

44,000270

38,000240

阿武隈中流伏黒

2011/7/25

0.70

56,0002,500

56,0002,400

阿武隈中流伏黒

2011/8/9

20.00

47,000650

40,000570

阿武隈中流伏黒

2011/8/16

0.30

52,0004,600

44,0004,200

阿武隈下流岩沼2011/7/12

0.40

35,0003,200

25,0002,700

阿武隈下流岩沼2011/7/19

3.00

42,0001,000

38,000950

阿武隈下流岩沼2011/7/26

6.40

35,000910

31,000850

阿武隈下流岩沼2011/8/10

0.80

25,0001,800

18,0001,500

阿武隈下流岩沼2011/8/17

0.70

50,0002,700

40,000

2,400

2-180

③ 放射性セシウム輸送量の推定
河川流量及び浮遊砂濃度の時系列変化から、一定期間内の河川水の流出量、及び浮遊砂流出量の積算値を求めた。河川水の輸送量については、一定期間内の河川水の流出量の積算値に河川水中の放射性セシウムの放射能濃度をかけることにより、河川水による放射性セシウムの輸送量を算出した。なお、河川水の流出量、及び浮遊砂流出量の積算値、河川水中の放射性セシウムの放射能濃度、浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度は以下のように算出した。なお、阿武隈川上流の口太川流域の四つの観測地点においては、いずれの地点も平成 23 年 6 月 21 日 12:00〜8 月
30 日 12:00（70 日間）について、阿武隈川本川の二つの観測地点では、平成 23 年 8 月 10 日 12:00〜8 月 30 日 12：00（20 日間）について、放射性セシウムの輸送量を推定することとした。
(河川水及び浮遊砂の流出量)
浮遊砂量は表 6-11 から、各観測地点における測定結果の期間中の積算値を使用し、河川流量は
図 6-35 に示したグラフにおける河川流量の期間中の積算値を使用した。表 6-12(a)に調査期間中に積算した各観測地点における浮遊砂量（SS）、及び河川流量を示す。
(河川水及び浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度)
本調査では、放射性セシウムの輸送量の計算にあたって、全期間の各観測地点の放射能濃度の平均値を使用して、算出した。
河川水中の放射性セシウムの放射能濃度は、本調査と並行して実施された、福島県の 50 箇所で採取された河川水中の放射性セシウムの放射能濃度の測定結果（5.1.3 P86 表 5-1）を用いており、本結果では、阿武隈川については、表 5-1 の調査地点 3 の黒岩の 2 回目のデータ（8 月 1日、2 日採取結果）（Cs-134 の放射能濃度：0.49Bq/kg、Cs-137 の放射能濃度：0.43Bq/kg)、口太川については同日に採取している調査地点 9 の百木木の 2 回目のデータ（Cs-134 の放射能濃度：
0.21Bq/㎏、Cs-137 の放射能濃度：0.27Bq/kg)を用いた。なお、本データは、現地で濾過を行っていないデータであるため、微量の浮遊砂物質が含まれている可能性を有する。
また、浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は、筑波大学において実施された 7 月
及び 8 月の分析結果を用いた。試料採取期間毎の平均値を用いたが、河川水中の放射能濃度は測
定結果が採取時の瞬間値であること、不検出の測手結果が一部で存在することから、全期間を通じて放射性セシウムの輸送量を算出するにあたっては、1 回の結果を用いた。
その結果、浮遊砂を通じた輸送量は表 6-12（b）のとおりであり、河川水を通じた輸送量は表6-12（c）であった。これらの結果から、総輸送量を計算すると、平成 23 年 6 月 21 日～8 月 30日までの期間における各観測測定地点での放射性セシウムの総輸送量の推定値は、放射性セシウ
ムの輸送量の最大値が確認された地点は伏黒地点であり、Cs-137 で 1.86×1012Bq（20 日）、Cs-134
で 1.74×1012 Bq（20 日）であった。また、海洋への輸送量の推定値を示すと考えられる岩沼地
点における放射性セシウムの輸送量は Cs-137 で 7.43×1011Bq（20 日）、 Cs-134 で 6.62×1011Bq（20 日）であった。
さらに、観測地点における放射性セシウムの移行状態を確認するため、観測地点ごとに総輸送量に占める河川水及び浮遊砂の輸送量の比率（以下、「貢献率」という。
）を確認した。各観測地
点における放射性セシウムの総輸送量の推定値と、各観測地点における放射性セシウムの総輸送量中の浮遊砂(SS)による放射性セシウムの輸送量から、以下のように、貢献率を求めた。

2-181

貢献率(％)= 浮遊砂による放射性セシウムの輸送量／放射性セシウムの総輸送量（水＋浮遊砂）その結果、表 6-13 に示すように、Cs-137 の総輸送量に対する浮遊砂の貢献率が大きな観測地
点としては、口太川下流で 97.6％、続いて水境川で 96.6％であり、最も貢献率が小さい観測地点
は阿武隈下流岩沼で 75.7％であった。なお、本傾向は Cs-134 でも同様であり、Cs-134 の総輸送量に対する浮遊砂の貢献率が大きな観測地点としては、Cs-137 と同様に、口太川下流で 97.8％、続いて水境川で 96.9％であり、最貢献率が小さい観測地点は阿武隈下流岩沼で 68.9％であった。

表 6-12 (a）調査期間中の各地点における浮遊砂量(SS)及び河川流量の積分値
場所

採取期間

浮遊砂量(kg)

総流出量 (L)①水境川②口太川上流③口太川中流④口太川下流2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00

251,000
223,000
1,450,000
5,440,000

1,290,000,000
2,560,000,000
9,200,000,000
16,700,000,000⑤阿武隈中流伏黒⑥阿武隈下流岩沼

2011/8/1012:00 - 2011/8/30 12:00
2011/8/10 12:00 - 2011/8/30 12:00

33,500,000
15,200,000

190,000,000,000
420,000,000,000

表 6-12（b） 調査期間中の各地点における浮遊砂を通じた放射性セシウム輸送量
浮遊砂（SS）輸送量

Cs-134

Cs-137

採取期間

9(x 10 ) Bq

(x 109) Bq①水境川②口太川上流③口太川中流④口太川下流2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00

8.54
9.35
24.6
152

9.80
10.5
30.4
108

⑤阿武隈中流伏黒㉕⑥阿武隈下流岩沼

2011/8/1012:00 - 2011/8/30 12:00
2011/8/10 12:00 - 2011/8/30 12:00

1640
456

1780
562

場所

表 6-12(c)

調査期間中の各地点における水を通じた放射性セシウム輸送量
浮遊砂（SS）輸送量

Cs-134

Cs-137

採取期間(x 109) Bq(x 109) Bq①水境川②口太川上流③口太川中流④口太川下流2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00
2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00

0.271
0.538
1.93
3.51

0.349
0.691
2.48
4.51

⑤阿武隈中流伏黒㉕⑥阿武隈下流岩沼

2011/8/1012:00 - 2011/8/30 12:00
2011/8/10 12:00 - 2011/8/30 12:00

93.3
206

81.8
181

場所

2-182

表 6-13 各放射性セシウム輸送量の期間合計と輸送に対する浮遊砂(SS)の貢献率(SS TFlux Ratio)
輸送に対する浮遊砂の貢献率
場所

採取期間

)

Cs-134 (%)

Cs-137 (%)①水境川

2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00

96.9

96.6

②口太川上流2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00

94.6

93.8

③口太川中流2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00

92.7

92.4

④口太川下流2011/6/21 12:00 - 2011/8/30 12:00

97.8

97.6

⑤阿武隈中流伏黒

2011/8/1012:00 - 2011/8/30 12:00

94.6

95.6

⑥阿武隈下流岩沼

2011/8/10 12:00 - 2011/8/30 12:00

68.9

75.7

2-183

(4) まとめ及び今後の課題
本調査結果において、水中に溶存している放射性物質とろ過後の浮遊砂に含まれる放射性セシ
ウムの放射能濃度を比較したところ、観測地点（阿武隈下流岩沼）を除いて、いずれの観測地点
でも 90％以上が浮遊砂の形で、放射性セシウムが流下していることが確認された。ただし、この比率は出水の頻度に依存するので、今後大きく変わる可能性がある。また、浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度（Cs-134 と Cs-137 の放射能濃度を合計した値）は、いずれの観測地点でも12,000Bq/kg 以上であった。
他方で、本調査では、河底を流れる土砂（掃流砂）による放射性セシウムの輸送状況について調査していないが、掃流砂を通じた放射性セシウムの輸送量を加味すると、河床に沈殿している
土砂粒子のセシウム含有量が非常に高いこと等を踏まえると、本調査で推定した放射性セシウムの輸送量よりも高い値になる可能性がある。そのため、今後、掃流砂に含まれる放射性セシウムの観測を含めて詳細な輸送量を把握することが必要である。
また、本調査では、検出した放射性セシウムの放射能濃度を全期間一定と仮定して輸送量を計算したが、実際には、河川中の放射性セシウムの放射能濃度が様々な水文過程により変化すると考えられる。そこで、水文過程を考慮した分布型流出モデルを用いて流域全体の放射性セシウムの輸送量について分析を実施することで、より精度の高い放射性セシウムの輸送量の推定が可能となる。例えば、阿武隈下流岩沼の観測地点における放射性セシウムの輸送量は広い河川断面に対して、1 地点で採取した浮遊砂の測定結果を基にしているため、将来的には複数地点で調査を実施するともに、断面推定などを考慮することで、放射性セシウムの輸送量の推定精度を向上させることが必要である。
さらに、本調査では、阿武隈下流岩沼の観測地点より下流においては、潮汐の影響が大きいた
め、観測地点として含めなかったが、詳細に浮遊砂が海洋に流入している状況を確認するため、このような地点も含めて、モニタリングを継続して実施することも必要である。

2-184

6.3.2.4 湖沼及び貯水池での放射性物質の堆積状況の確認(1) 本調査の実施目的
河川に流出した放射性物質が河川の下流にある湖沼や貯水池への移行状況を確認するため、農業用貯水池（以下、「貯水池」という。
）4 箇所及びダム湖 1 箇所から、土壌コア採取器を用いて底泥を採取し、底泥深さ方向の放射性セシウムの放射能濃度の分布状況を確認した。
(2) 本調査の詳細① 調査内容口太川流域内の三つの貯水池（大屋戸、高屋敷、鼠喰池）、広瀬川流域内の一つの貯水池（松沢池）、及び阿武隈川流域内の蓬莱ダム湖（図中では蓬莱湖と記載）の 3 地点において、底泥採取を行った（図 6-36 参照）。
口太川流域の三つの貯水池、及び広瀬川流域の一つの貯水池においては、差し込み型コアサン
プラ（内径 4cm）を用いて約 15cm の底泥を各４本採取した。
また、貯水池のコアサンプルは、表層から 2cm ごとに 10cm の深さまで 5 試料採取した。
さらに、阿武隈川の蓬萊ダム湖の 3 地点で、投下型コアサンプラ（内径 11cm）でそれぞれ約30cm の底泥を各１本採取し、表層から 2cm ごとに 20cm までの 10 試料採取した。
試料は湿重量を測定後、乾燥機で 110℃、24 時間かけて乾燥させ、乾燥重量を測定した後、乳鉢で細粒とし、Ge 半導体検出器を用いて、放射性セシウムの放射能濃度を求めた。なお、一部の試料については、光散乱式粒径測定器で粒径測定を実施した。
調査期間は平成 23 年 7 月 8 日～8 月 4 日である。鼠喰池と松沢池いついては、水の流動、混合があまり大きくないと予想されたので、
平成 23 年 8 月 4 日に沈降量測定器を設置して継続観測を実施し、現在も設置中である。

図 6-36 湖沼及び貯水池調査箇所（底泥採取地点）
2-185

(3) 調査結果
いずれの貯水池においても、底泥表層から深くなるにつれて、放射性セシウムの放射能濃度が格段に低くなるため、表層から 3 層（0～6cm）まで放射性セシウムの放射能濃度を測定した。口
太川流域内の三つの貯水池（大屋戸、高屋敷、鼠喰池）、広瀬川流域内の一つの貯水池（松沢池）について、底泥から深さ方向の放射性セシウムの分布を確認した結果は図 6-37 のとおりである。
また、蓬萊ダム湖の三つの調査地点では、表層から 6cm までの放射性セシウムの放射能濃度の測定結果に測定地点の有意な差が確認されなかったことから、調査地点（St.1：上流地点）のみ
10 層まで放射性セシウムの放射能濃度を測定し、他の 2 地点（St.2：中流地点、St.3：下流地点）
については 3 層（0～6cm）まで放射性セシウムの放射能濃度を測定した。蓬萊ダム湖 3 地点について、底泥から深さ方向の放射性セシウムの分布を確認した結果は図 6-38 のとおりである。
その結果、図 6-37 に示すように、いずれの貯水池についても、底泥表層のみに高い放射能濃度の放射性セシウムが確認されたが、大屋戸の貯水池については、他の貯水池（鼠喰池、高屋敷
及び松沢池）と比較して、底泥表層から比較的深くまで、放射性セシウムの放射能濃度が高くなっていることが確認された。
また、図 6-38 に示すように、蓬莱ダム湖では、底泥下層においても放射性セシウムの放射能濃度が低くならないこと、蓬莱ダム湖の三つの観測地点における底泥に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は各地点間で大きな差がないこと、蓬莱ダム湖の底泥の放射性セシウムの放射能濃度は貯水池に比べて放射能濃度は高いことが確認された。
さらに、蓬莱ダム湖の三つの観測地点における底泥 6～8cm の底泥の粒度分布を図 6-39 に示す。
その結果、いずれの試料においても、同様の粒度分布を示しており、底泥の粒度分布の積算体積比率（底泥の全粒子量に対する、ある粒径までの粒子量の累積比率）が 50％となる粒径は約 20 μm であり、非常に細かい土壌粒子で構成されており、ほぼ全量がシルト－粘土質であった。

2-186

図 6-37 貯水池の底泥中における放射性セシウムの深度分布（観測地点は、(a)鼠喰池、(b)大屋戸、(c)高屋敷、(d)松沢池。図中の放射性セシウムの放射能
濃度は、採泥日の値に減衰補正を実施している。(大屋戸、高屋敷は平成 23 年 7 月 8 日、鼠喰池
及び松沢池は平成 23 年 8 月 4 日）
。)
2-187

図 6-38 蓬莱ダム湖における底泥中の放射性セシウムの深度分布（観測地点は蓬莱ダム湖の(a)St.1、(b)St.2、(c)St.3。図中の放射性セシウムの放射能濃度は採泥日(平成 23 年 7 月 8 日）の値に減衰補正を行った。
）
2-188

図 6-39 蓬莱ダム湖の底泥の粒度分布（縦軸は、底泥の全粒子量に対するその粒径までの粒子量の累積比率を示す）

2-189

(4) 考察① 貯水池における放射性セシウムの堆積状況に関する考察
いずれの貯水池についても、底泥における放射性セシウムの深度分布は、底泥表層で放射性セシウムの放射能濃度が最も高く、深さが深くなるにつれて、急激に放射能濃度が下がることが確認された。湖沼底泥では核実験によるフォールアウトした放射性物質がその堆積年代にピークを有していることが確認されており、本調査では、
このようなピークは確認されていないことから、
本調査箇所の深度分布では、大気から降下、あるいは河川から流入した放射性セシウムが付着した土壌粒子が貯水池を静かに沈降し、底泥表層に蓄積しているものと考えられる。
また、底泥表層と比べて下層において放射能濃度が急減することを考慮すると、底泥に放射性セシウムが堆積した後、貯水池は水の流れや風波の影響が小さいため、底泥の撹拌は大きくない
ことが確認された。
そのほか、底泥の放射性セシウムの存在量は大屋戸貯水池以外の三つのため池（鼠喰池、松沢
池、及び高屋敷）においては、Cs-134、及び Cs-137 の放射能濃度は 200～400 kBq/m2 程度であり、6.3.1.1 の森林、畑地及び草地等における、土壌中深さ方向の放射性セシウムの分布状況調査で示したように、山木屋地区の様々な土地利用の土壌において測定された放射性セシウムの存在量（Cs-134 で 205～892kBq/m2、Cs-137 で 251～1,037kBq/m2）と比較して、若干低いものの、同オーダーであることが確認された。
他方で、大屋戸貯水池では Cs-134、Cs-137 ともに 1.5MBq/m2 であり、他の貯水池より 5 倍程度高いことが確認された。当該貯水池につながる河川の流域面積の違い（大屋戸貯水池：流域面積：
0.036km2、鼠喰池、松沢池、及び高屋敷の流域面積：それぞれ 0.20、0.24、0.016km2）等が原因と考えられるが、詳細の確認のためには今後の調査が必要である。
② 蓬萊ダム湖における放射性セシウムの堆積状況に関する考察
蓬萊ダム湖の観測地点 St.1 の底泥においては、Cs-134 と Cs-137 の放射性セシウムの放射能濃度は同程度であり、本調査で深度分布を調査した最深度（底泥表層から深さ 20cm）まで、非常に高濃度な放射性セシウム（Cs-134、Cs-137 の放射能濃度の合計値で約 80k～120kBq/kg）が存在していることが確認された。蓬莱ダム湖において、底泥下層でも高い放射能濃度の放射性セシウムが検出されたことは、本調査を実施した貯水池が接続する広瀬川や口太川に比べて、蓬莱ダム湖が接続する阿武隈川の流域面積（2,756km2）が広いことを考慮すると、河川から流入した放射性セシウムが付着した土壌粒子が、大量に沈降していること、もしくは底泥の混合が非常に激しいことを示唆している。
また、蓬莱ダム湖の存在量は底泥表層から深さ 20cm までに全ての放射性セシウムが沈着していると仮定して、底泥の密度から存在量を求めたところ、蓬莱ダム湖の Cs-134、Cs-137 の存在量はいずれも 3MBq/m2 を上回り、大屋戸貯水池以外の貯水池（鼠喰池、松沢池、及び高屋敷）における底泥の放射性セシウムの存在量の約 10 倍であることが確認された。この傾向は、蓬莱ダム湖に接続する河川の流域面積が他の貯水池の流域面積と比べ広いことを考慮すると、流域から降雨時に流出した懸濁態粒子が大量であるため、放射能濃度が高くなったことを意味している。蓬莱
ダム湖の観測地点 St. 2 と St.3 の底泥表層の Cs-134 と Cs-137 の放射性セシウムの放射能濃度も分布状況は違うが、いずれの地点でも観測地点 St.1 と同様に高い放射性セシウムの放射能濃度を示していた。この理由としては、ダム湖につながる河川の流域土壌の表層（高濃度の放射性セシ
ウムを含むと想定される）が降雨により河川内に流出し、阿武隈川を流下したが、ダム湖内での流速が低下する時期に沈降したことにより、放射性セシウムの放射能濃度が高くなったものと推
察される。
2-190

6.3.3 大気-土壌-河川等の自然環境における放射性物質の動態解析
6.3.3.1 土壌への放射性物質の沈着状況と降水量との関係の確認(1) 本調査の実施目的
大気中を運ばれた放射性物質の降下し易さは、一般的に降水等に伴う湿性沈着が乾性沈着を上回るとされており、
独立行政法人日本原子力研究開発機構の SPEEDI による放出経路の推定結果においても、福島第一原発から北西地域や中通りは、降雨による湿性沈着に伴い放射性核種が沈着したと報告されている（日本原子力研究開発研究機構、2011）。
他方で、本調査地域とした山木屋地区をはじめ、福島県東部は複雑な地形であり、大気の流れが複雑になることから、大気拡散モデルによる降水量分布、降水時間変化の再現が困難な地域である。
そこで、本調査では、山木屋地区における降雨量分布と放射性物質の沈着量の関係について確認するため、福島県及び周辺におけるレーダアメダスデータ、雨量計データ（気象庁・国土交通省テレーメータ雨量計・福島大学）、及び X バンドを解析し、すでに放射性物質の沈着状況が確認されている山木屋地区について、降水時系列、降水パターンと放射性物質の沈着状況について比較を実施した。
(2) 調査内容及び考察
本調査では、福島県及びその周辺地域におけるレーダアメダスデータ（以下、「アメダスデータ」という。
）、雨量計データ（気象庁・国土交通省テレーメータ雨量計・福島大学）、及び X バンドを解析・評価した上で、文部科学省が実施している航空機モニタリングの空間線量率のマップを背景に降雨量分布との解析を行った。
(3) 調査結果及び考察
山木屋地区には、気象庁の雨量計計測地点が存在せず、国土交通省テレメータ雨量計による 1
時間あたりの降水量を観測している箇所が 1 地点あるのみである。そこで、降雨量分布状況を詳細に把握するため、雨量計データとは独立なアメダスデータと X バンドにおける山木屋地区周辺の降水量を比較した。事故後の降雨状況の空間構造の解析のため、X バンドの観測範囲について
アメダスデータと X バンドの時間ごとの降水パターンを比較した。
その結果、図 6-40 に示すように、アメダスデータと X バンドにおいて、降雨のタイミングがほぼ一致していることが確認された。アメダスデータと X バンドの当該領域の平均降雨量には大きな違いが見られたが、アメダスデータは 30 分間隔、X バンドは約 10 分間隔で解析が可能である
ため、当該地域の解像度の違いが原因でこのような状況が発生したと考えられる。
また、山木屋地区（図 6-40 右上図白枠）は、高い空間線量率が観測されている飯館・浪江に近接し、北東から南西方向に大きな空間線量率の違いが確認されている。X バンドの解析結果を観察すると、山木屋地区の空間線量率の分布状況の要因である 3 月 15 日から 16 日にかけての降水帯の移動に伴い、図 6-40 のように降水分布が変化していくことで、空間線量率の分布状況も北東から南西にかけて湿性沈着の状況が変化していることが示唆された。なお、降水量の分布と空間線量率の分布状況の空間構造は直接対応しないが、拡散モデルシミュレーション等で示されている放射性プルーム（放射性雲）の輸送過程だけで局地的な放射性核種の分布状況について再現することが困難であるとの報告がある（Katata et al, 2011）。
そこで、本調査に基づく、アメダスレーダを含めた降水分布の詳細な情報は、大気拡散モデルを用いた放射性物質の輸送沈着過程の再現を試みる際に、湿性沈着の空間パターンの補正や同化など、より適切で局所的な沈着状況を評価が可能になると考えられる。
2-191

なお、X バンドは、高空間分解能で雨雲の動きを把握するのに適するが、降雨の際、電波が減衰するため、遠方の測定結果の精度は低い。そこで、これらの補正、補完的利用のため、すでに山木屋地区にレーダアメダスとの検証を目的として雨量計を複数設置しており、アメダスデータ
以外に他機関による福島県内の 3 月以降の降水データも収集している。今後はこれらのデータも併用した、空間・時間分解能が良い、事故当時以降の湿性沈着の実態解明が期待される。

図 6-40 レーダアメダス解析雨量（左）と福島大レーダー（Ｘバンド）（右）による降雨強度の比較。
（解析対象時間は、平成 23 年 3 月 15 日 21～22 時、22～23 時、23～24 時、3 月 16 日 0～1 時。
福島大レーダの値は相対値である）
2-192

【引用文献】
日本原子力研究開発機構(2011) 東京電力福島第一原子力発電所事故によるプラント北西地域の
線量上昇プロセスを解析（お知らせ）
http://www.jaea.go.jp/02/press2011/p11061302/index.html
Katata, G. , Terada, H., Nagai, H., Chino, M. (2011) Numerical reconstruction of high dose
rate zones due to the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant accident, J. Environmental
Radioactivity, doi:10.1016/j.jenvrad.2011.09.011.

2-193

6.3.3.2 土壌や森林表面から大気に移行する放射性物質とエアロゾルの関係の確認、及び森林内を降下する雨に含まれる放射性物質の有機物質への付着状況の確認(1) 本調査の実施目的
福島第一原発から放出された放射性物質が地表面や森林等の環境からどのようなに移行しているかを確認するため、山木屋地区の土壌・森林表面を対象に、大気へ飛散する放射性セシウムと放射性セシウムの移動媒体であるエアロゾルの粒経の関係について調査した。
また、森林内の雨水（林内雨）を通じて放射性物質がどのように移行しているかを確認するため、
林内雨を通じて移行する放射性セシウムと森林植生由来の有機酸との関係について調査した。
(2) 調査内容
本調査では、様々な土地利用の土壌や森林から、どのような粒径のエアロゾルに放射性セシウ
ムが含まれて飛散しているか確認するため、学校グラウンド、畑地、スギ若齢林内の地表面を対象に、大気集塵器（エアサンプラ）を用いて、地表面付近の大気中浮遊塵を採取し、採取した大気浮遊塵中のエアロゾルをカスケードインパクタを用いて、粒径別に分画した。
その上で、それぞれの粒径別のエアロゾルについて、Ge 半導体検出器を用いて放射性セシウムの放射能濃度を求め、それぞれの粒径別の放射性セシウム等の放射能濃度の測定結果を比較した。
また、森林内の雨水（林内雨）を通じて放射性物質がどのように移行しているかを確認するため、林内雨に含まれる森林植生由来の有機酸（ギ酸、酢酸、及びシュウ酸）、及び各種無機陰イオ
ンと林内雨に含まれる放射性セシウムの放射能濃度の関係について調査を実施した。試料はCs-134、Cs-137 の放射能濃度が最も高い試料、中間的な試料、最も低い試料の 3 種類を選定し、
イオンクロマトグラフにて、それぞれの試料に含まれる低分子有機酸（ギ酸、酢酸、及びシュウ酸）及び無機陰イオン（フッ素イオン、塩化物イオン、硝酸イオン、亜硝酸イオン、及び硫酸イオン）の濃度を測定した。林内雨試料は、平成 23 年 7 月 3 日から 7 月 10 日（期間 I）、7 月 23日から 8 月 1 日（期間Ⅱ）、及び 8 月 1 日から 8 月 6 日（期間Ⅲ）の 3 期間（各期間の最終日が回収日にあたる）に採取した。
(3) 調査結果① 学校グラウンド、畑地、及びスギ若齢林内の地表面付近におけるエアロゾル粒径別の放射性セシウム等の放射能濃度
各調査地点の放射性セシウム及び Te-129m の放射能濃度は表 6-14 のとおりである。その結果、大気浮遊塵中の放射能濃度は、Te-129m（14～19mBq/m3）が最も高く、次いで Cs-137（2.8～4.9
mBq/m3）、Cs-134（2.4～4.1mBq/m3）の順番であった。いずれの放射能濃度も 3 月 30 日に山木屋地区において文部科学省が実施したダストサンプリングの測定結果（Cs-137 の放射能濃度：140
Bq/m3）と比較して非常に低くなっていることが確認された。
また、エアロゾル粒径別の放射性セシウム及び Cs-137 の放射能濃度について確認したところ、
図 6-41 に示すように、粒径別のエアロゾルに付着した放射性セシウムの放射能濃度は、学校グラ
ウンドや畑ではエアロゾル粒径が 0.39μm 以下の微小粒子で最大となり、粒径が大きくなるにつれて、放射能濃度は低下している傾向が確認された。
他方で、スギ若齢林の林床部では、エアロゾル粒径が 4.2～10.2μm の粗大粒子においても放射能濃度が高く、スギの枝葉に付着した放射性セシウムの大気中への飛散は、土壌とは異なる形態であることが示唆された。なお、図 6-42 に示すように、Te-129m のエアロゾル粒径別の放射能濃度は、エアロゾル粒径が 0.39μm 以下の微小粒子で最も高く、粒径が大きくなるにつれ低下している傾向が確認された。この傾向はいずれの観測地点でも、同様であった。
2-194

表 6-14 学校グラウンド、畑地、スギ若齢林内の地表面付近におけるエアロゾル粒径別の放射性セシウム等の放射能濃度の測定結果 (単位：mBq/m3)
学校グラウンド
測定期間

7/9～7/13

エアロゾル

Cs-137

Cs-134Te-129m

粒径(μm)の放射能濃度の放射能濃度の放射能濃度

10..2 以上

検出されず

0.04

検出されず

4.2～10.2

0.40

0.33

検出されず

2.1～4.2

0.53

0.36

検出されず

1.3～2.1

0.46

0.40

1.4

0.69～1.3

0.98

0.79

3.6

0.39～0.69

0.98

0.81

3.8

0.39 以下

1.40

1.28

8.2

ガス状物質

0.11

0.09

1.8

全放射能濃度

4.86

4.09

18.9

エアロゾル

Cs-137

Cs-134Te-129m

粒径(μm)の放射能濃度の放射能濃度の放射能濃度

10.2 以上

0.12

0.09

検出されず

4.2～10.2

0.23

0.24

検出されず

2.1～4.2

0.29

0.29

検出されず

1.3～2.1

0.38

0.30

0.5

0.69～1.3

0.46

0.38

1.6

0.39～0.69

0.04

検出されず

検出されず

0.39 以下

1.44

1.23

8.2

ガス状物質

0.05

検出されず

3.9

全放射能濃度

3.00

2.53

14.2

エアロゾル

Cs-137

Cs-134Te-129m

粒径(μm)の放射能濃度の放射能濃度の放射能濃度

10.2 以上

0.20

0.16

検出されず

4.2～10.2

0.77

0.66

検出されず

2.1～4.2

0.37

0.35

検出されず

1.3～2.1

0.47

0.44

検出されず

0.69～1.3

0.05

0.02

0.2

0.39～0.69

0.83

0.69

3.7

0.39 以下

2.89

2.59

16.7

ガス状物質

0.02

検出されず

4.9

全放射能濃度

5.60

4.90

25.6

畑
測定期間

7/9～7/22

スギ若齢林
測定期間

7/9～7/18

次頁に続く
2-195

7/18～

10.2 以上

0.07

0.02

検出されず

7/25

4.2～10.2

0.67

0.58

検出されず

2.1～4.2

0.23

0.29

1.7

1.3～2.1

0.24

0.21

検出されず

0.69～1.3

0.19

0.17

1.0

0.39～0.69

0.14

0.13

検出されず

0.39 以下

0.29

0.23

0.6

ガス状物質

0.10

0.06

0.6

全放射能濃度

1.95

1.70

4.0

10.2 以上

0.40

0.31

検出されず

4.2～10.2

0.55

0.49

検出されず

2.1～4.2

0.29

0.26

検出されず

1.3～2.1

0.14

0.07

検出されず

0.69～1.3

0.05

0.06

1.1

0.39～0.69

0.00

0.02

2.9

0.39 以下

0.14

0.18

5.4

ガス状物質

0.06

0.06

1.8

全放射能濃度

1.63

1.45

11.3

10.2 以上

0.09

0.05

検出されず

4.2～10.2

1.07

0.93

検出されず

2.1～4.2

0.71

0.59

検出されず

1.3～2.1

0.30

0.30

検出されず

0.69～1.3

0.16

0.10

2.6

0.39～0.69

0.14

0.10

4.3

0.39 以下

0.28

0.17

8.1

ガス状物質

0.19

0.14

3.9

全放射能濃度

2.92

2.38

18.9

10.2 以上

0.33

0.28

検出されず

4.2～10.2

0.43

0.36

0.5

2.1～4.2

0.34

0.19

検出されず

1.3～2.1

0.23

0.15

検出されず

0.69～1.3

0.16

0.09

2.5

0.39～0.69

0.08

0.08

3.1

0.39 以下

0.38

0.28

3.3

ガス状物質

0.09

検出されず

1.7

全放射能濃度

2.04

1.43

11.2

7/25～8/1

8/1～8/8

8/8～8/15

2-196

スギ若齢林（林床）学校グラウンド
ガス態
0.39μm以下

0.69-1.3μm
1.3-2.1μm
2.1-4.2μm
4.2-10.2μm
10.2μm以上
0.0

0.5

1.0

1.5 0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

Cs-137濃度(mBq/m3)

図 6-41 学校グラウンド(左)及びスギ若齢林の林床部(右：5 回にわたって実施した大気浮遊
塵中の放射能濃度の測定結果の平均値。誤差棒は標準偏差。データは、エアロゾル粒径別のセシウム 137 の放射能濃度（（単位 mBq/m3)。ここでは、一例として、小学校のグラウンドを示しており、畑地についても小学校グラウンドと同様の分布傾向をしめしている。
）

スギ若齢林（林床）学校グラウンド
ガス態
0.39μm以下
0.39-0.69μm

エアロゾル粒径

エアロゾル粒径

0.39-0.69μm

0.69-1.3μm
1.3-2.1μm
2.1-4.2μm
4.2-10.2μm

10.2μm以上
0

2

4

6

8

10 0

5

10

15

Te-129m濃度（ｍBq/m3)

図 6-42 学校グラウンド（左，一例）、及びスギ若齢林の林床部（右：5 回にわたって実施した大気浮遊塵中の放射能濃度の測定結果の平均値。誤差棒は標準偏差。データは、エアロゾル。ここでは、一例として、小学校のグラウ
粒径別のテルル 129m の放射能濃度（単位 mBq/m3）
ンドを示しており、畑地についても小学校グラウンドと同様の分布傾向をしめしている。
）

2-197

② 林内雨に含まれる有機酸（ギ酸、酢酸、シュウ酸）及び各種無機陰イオンの測定結果
林内雨中の放射性セシウムが有機物質に付着して移行しているとすれば、放射性セシウムと林
内雨中の有機物の濃度には相関性があると予想される。
そこで、林内雨試料について植物由来の有機酸のうち、比較的小さな分子であるギ酸、酢酸、及びシュウ酸の含有量を測定した。
また、降水に通常含まれている各種無機イオンと放射性核種との相関関係もみるため、塩化物
イオン、及び硫酸イオン等の主要無機陰イオンについて、含有量を調査した。
含有量を算出するにあたっては、試料をろ過した上で、有機酸（ギ酸、酢酸、シュウ酸）及び各種無機陰イオンの濃度をイオンクロマトグラフィーを用いて定量した。
その結果、表 6-15 に示すように、本調査で採取された林内雨からは、シュウ酸の濃度は 0.12
～0.56μmol/L、フッ素イオン（以下、「F－」という。
）の濃度は 0～9.9μmol/L、塩化物イオン（以下、「Cl－」という。
）」の濃度は 6.2～226μmol/L、亜硝酸イオン（「NO2－」という）の濃度は 0～
7.3μmol/L、硝酸イオン（以下、「NO3－」という。
）の濃度は 13.2～123μmol/L、硫酸イオン（「SO42－」という）の濃度は 13.2～123μmol/L であった。また、いずれの林内雨試料中からもシュウ酸は検出されたが、ギ酸、酢酸は検出されなかった。
試料保存中に滅菌処理を行っていないことを考慮すると、検出されなかった化学種は、試料保存中に微生物活動によって消失してしまった可能性が考えられる。
続いて、有機物の濃度と放射性セシウムの放射能濃度を確認するため、シュウ酸濃度と Cs-137の放射能濃度（Bq/kg）の関係、及び Cl－イオン濃度と Cs-137 の放射能濃度（Bq/kg）の関係について確認した。
その結果、図 6-43 に示すように、シュウ酸濃度と Cs-137 の放射能濃度の関係おいて正の相関性が確認された。
（シュウ酸濃度と Cs-137 の放射能濃度の関係決定係数 R2=0.41）他方で、降水中に一般的にみられる無機陰イオン（F－、Cl－、NO3－、SO42－）と Cs-137 の放射能濃度の関係においても正の相関性が確認されたため、放射性物質が林内雨中の有機物質のみに付着して移行しているかどうかは今回の調査からは断定できなかった。
（Cl－イオン濃度と Cs-137 の放射能濃度の関係：R2=0.30）
また、各種イオンの挙動と相関があることから、セシウムがイオンとして挙動している可能性も示唆された。

2-198

表 6-15 林内雨に含まれるシュウ酸、塩素イオン、硫酸イオンの濃度
測定期間

林内雨試料

シュウ酸

塩素イオン

硫酸イオン

壮齢林④

4.97

260.15223.39壮齢林⑤

6.63

347.56239.17

壮齢林⑥

12.45

2921.62562.69幼齢林①

5.29

1339.80

216.58幼齢林③

8.70

770.55376.46幼齢林④

6.67

451.65287.99

林内雨試料

シュウ酸

塩素イオン

硫酸イオン

壮齢林①

12.31

5282.55

809.66

壮齢林③

15.51

9108.18

1612.01

壮齢林⑦

15.62

5823.33

893.53幼齢林④

6.85

1747.85

707.53

幼齢林⑥

16.16

3628.18846.09

幼齢林⑦

15.42

7671.17944.53広葉樹①

6.97

601.89624.17広葉樹③

7.65

634.22566.44広葉樹④

7.75

741.09589.36

林内雨試料

シュウ酸

塩素イオン

硫酸イオン

壮齢林①

6.77

479.68946.07壮齢林③

8.09

1104.32

1613.51

壮齢林⑥

8.32

1296.82

946.84幼齢林①

4.85

309.44644.90幼齢林②

6.88

466.831044.91

幼齢林⑦

8.62

738.191030.58

広葉樹①

5.72

234.66700.57広葉樹④

4.84

357.08649.00広葉樹⑤

7.12

376.53855.18

7/3～7/10

測定期間

7/23～8/1

測定期間

8/1～8/62-199

図 6-43 林内雨において測定されたセシウム 137 の放射能濃度とシュウ酸の濃度、塩化物イオン
濃度との関係（縦軸誤差は各イオン濃度の 5 回繰り返し計測の標準偏差（1σ）
。
）

2-200

(4) 考察① 学校グラウンド、畑、及びスギ若齢林内の地表面付近における、エアロゾル粒径別の放射性物質の放射能濃度
スギ若齢林の林床部においてはエアロゾル粒径が 4.2～10.2μm の粗大粒子においても放射能濃度が高く、スギの枝葉に付着していた放射性セシウムが学校グラウンド、畑とは異なる形態で大気中に飛散していることが示唆された。
他方で、エアロゾル粒径別の Te-129m の放射能濃度は、
スギ若齢林と小学校グラウンドや畑において明確な違いが認められなかった。そのため、スギ林
において、その枝葉に付着している放射性セシウムが学校グラウンド、畑とは異なる形態で大気中に飛散している可能性が示唆された。
この理由としては、放射性セシウムは Te-129m に比べて、植物に付着しやすいため、植物起源のエアロゾルの影響により、放射性セシウムのみ、粗大粒子でも高い放射能濃度が検出されたものとか考えられる。他方で、学校グラウンドや畑における観測データが少ないため、エアロゾルの粒径別の放射能濃度の分布について時間的変動の有無が確認できていないことから、今後、各地点について調査を継続して実施することが必要である。
② 林内雨に含まれる有機酸（ギ酸、酢酸、及びシュウ酸）、及び各種無機陰イオンの濃度と放射能濃度との関係
林内雨中の放射性セシウムが有機物質に付着しているとすれば、放射性セシウムと有機物の濃度には相関性があると予想される。そこで、本調査では、植物由来の有機物の内、比較的小さな分子であるギ酸，酢酸，シュウ酸について検討したところ、Cs-137 の放射能濃度とシュウ酸の濃度との間には正の相関関係が確認されたが、Cs-137 濃度と降水中に一般的にみられる無機陰イオ
ン（F－、Cl－、NO3－、SO42－）濃度との間にも正の相関関係が確認された。従って、林内雨中の放射性セシウムの移行形態として、有機物質のみに付着しているかどうかは本調査からは断定できなかった。また、各種イオンの挙動と相関があることから、セシウムがイオンとして挙動している可能性も示唆された。この理由としては、試料中の保存中に有機物が消失したこともあると考えられることから、今後、ギ酸と酢酸などの有機物の保存性を良くした上で継続して調査を実施することが必要である。

【引用文献】ICRP (2008): Nuclear decay data for dosimetric calculations. ICRP Publication 107. Ann.
ICRP 38(3)2-2016.3.3.3 土壌及び河川の浮遊砂中に含まれる放射性セシウムの化学特性の確認(1) 本調査の実施目的
土壌及び河川の浮遊砂を通じた放射性セシウムの移行状況について確認するためには、それぞれの試料中の放射性セシウムの化学特性を理解することが重要である。そこで、本調査では、土壌中の放射性セシウムの水溶解性を調査するとともに、X 線吸収微細構造法による粘土鉱物中のセシウム局所構造の解明や、土壌及び河川内の浮遊砂（懸濁物粒子）に付着した放射性セシウムの分布状態について調査した。
(2) 調査の実施内容
本調査では、土壌中の放射性セシウムの水溶解性の確認、 X 線吸収微細構造法による粘土鉱物
中のセシウム局所構造の解明、土壌及び河川中の浮遊砂（懸濁物粒子）に付着した放射性セシウ
ムの分布形態を確認するため、以下のような調査を実施した。
A) 土壌中の放射性セシウムの水溶解性の確認
土壌に沈着した放射性セシウムの安定性について確認するため、水相への放射性セシウムの溶出し易さの観点で土壌試料からの放射性セシウムの溶出実験を実施した。試料としては、福島県
伊達郡川俣町山木屋地区の牧草地で採取した花崗岩マサ土、花崗閃緑岩マサ土、それらの岩石を起源とする表層数 cm の土壌、及び水田土壌を対象とした。溶出実験にあたっては様々な条件の水溶液を抽出に用いるため、岩石･土壌組成が均質化した試料を用いる必要性があった。そこで、試料を乾燥してメノウ製の粉砕機で細粒・均質化した上で溶出実験を実施した。土壌試料 5g に対して、15 mL の抽出液を添加し、2 時間振とうした後、遠心分離した上澄みを 0.45 μm のフィルタを用いてろ過を実施した。回収した抽出液は、Ge 半導体検出器を用いて、Cs-137 の放射能濃度を求めた。抽出液には pH を 1 ～12 に調製した水溶液、2 M HCl、1 M BaCl2、1 M NH4Cl 水溶液を用いた。
（M (mol/L)はモル濃度であり、溶液 1L 中の溶質をそのモル数で表した単位）。
B) X 線吸収微細構造(EXAFS)法による粘土鉱物中のセシウムの局所構造の解明
例えば Cremers ら(1988)の調査結果から、放射性セシウムは粘土鉱物に強く吸着すると言われている。そこで、粘土鉱物中の放射性セシウムの局所構造を調べるため、セシウム（安定同位体）
を飽和吸着させた、岩石粘土であるモンモリロナイト及びバーミキュライトを対象に、広域 X 線
吸収微細構造(EXAFS)スペクトルの測定を実施した。また、比較として、セシウムの水和イオンについて EXAFS スペクトル測定を実施した。EXAFS スペクトルを解析することにより、セシウムと周囲の酸素原子との原子間距離及び配位数を求めることが可能であるため、EXAFS スペクトルから粘土鉱物中に取り込まれたセシウムの局所構造を明らかにできる。EXAFS スペクトルの測定は高エネルギー加速器研究機構の Photon Factory BL-9A を用いた。
C) 土壌及び河川内浮遊砂（懸濁物粒子）中のセシウムの分布状態
土壌中のセシウムの分布状態について確認するため、A）において使用した岩石試料を砕かずにそのままエポキシ樹脂に包埋し、断片をスライドガラスに接着した後に 30 μm まで研磨し、土壌薄片試料とした。この試料について、オートラジオグラフィ法を用いて放射性セシウムの分析状態を調査した。また、同一の薄片試料をカーボンコーティングした後に、走査型電子顕微鏡を用
いて、オートラジオグラフィ法と同様の部分の元素分布を調査した。測定元素は、カリウム（K）、
ケイ素（Si）、アルミニウム（Al）等である。
また、河川中の浮遊砂（懸濁物粒子）に付着した放射性セシウムの分布状態を調べるため、福2-202

島県伊達郡川俣町の口太川下流部の水をろ過したフィルタ（直径 14.2cm）について、前述の岩石試料と同様に、オートラジオグラフィ法を用いて放射性セシウムの分析状態について調査を実施した。フィルタは 6.3.2.3 の河川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査において使用したフィルタと同様であるため、このフィルタ上には水中の 3～63μm 以下の粒子が捕捉されていることが確認されている。
さらに、河川中の浮遊砂（懸濁物粒子）の比表面積の大きさに応じた、河川内の浮遊砂から河川水への放射性セシウムの移行し易さについて確認するため、河川中の浮遊砂中の懸濁物試料から得られた土壌粒子の比表面積（単位質量あたりの表面積）SA と放射性セシウムの固液分配係数
Kd の関係を求めた。分配係数を求めるため、懸濁物粒子及び口径 0.45μm のフィルタでろ過した河川水試料について、Ge 半導体検出器を用いて放射性セシウムの放射能濃度を求めた。
(3) 調査結果及び考察① 土壌中の放射性セシウムの各種水溶液への溶解性の確認
土壌に沈着した放射性セシウムの安定性について確認するため、土壌からの放射性セシウム（Cs-137）の水抽出実験を実施した。その結果、表 6-16 に示すように、pH1～12 の水溶液を用いた溶出実験では酸性又はアルカリ性において、Cs-137 の抽出割合は若干、増加するものの、いずれの pH 条件においても抽出割合は 1％以下と極めて低い値であり、放射性セシウムは酸性からアルカリ性までの広い pH 領域で溶解性が低いことが確認された。
また、この傾向は 1 M BaCl2 水溶液においても同様であり、Cs-137 の抽出割合が 1％以下であった。他方で、2 M HCl においては、Cs-137 の抽出割合は 3～7％程度と若干増加した。1 M NH4Clと他の試薬（1 M BaCl2、2 M HCl）とを比較すると、Cs-137 の抽出割合は増加したものの、それでも全体の 8～16％程度しか溶出されないことが確認された。
このように、土壌中に取り込まれた放射性セシウムの水溶性は極めて低いことが確認された。
2 M HCl や 1 M NH4Cl を用いて溶出実験を行っても放射性セシウムのほとんどが土壌中にとどまることから，土壌（おそらく粘土鉱物）に取り込まれた放射性セシウムはかなり安定に存在していると考えられる。

表 6-16 土壌からの放射性セシウム（Cs-137）の抽出割合

2-203

② X 線吸収微細構造(EXAFS)法による粘土鉱物中のセシウムの局所構造の解明
粘土鉱物中の放射性セシウムの局所構造を調べるため、セシウム（安定同位体）を飽和吸着させた、岩石粘土であるモンモリロナイト及びバーミキュライトを対象に EXAFS スペクトルの分析を実施した。その結果、粘土鉱物中のセシウムの周囲には、3.0～3.2Å の距離に酸素が存在していることが確認された。このことから、粘土鉱物中では、セシウムは水和水と結合していることが考えられる。
また、粘土鉱物中のセシウムの周囲には、4.1～4.3Å の距離にも酸素との結合が確認された。
このことから、粘土鉱物の層間においては、セシウムは粘土鉱物中の水和水と結合している他、粘土鉱物の構造中の酸素と結合していることを示唆している。
以上から、放射性セシウムは、層状の構造を持つ粘土鉱物の層間に極めて安定に取り込まれると考えられ、先の①の溶出実験で示したように、放射性セシウムは水溶性が極めて低いという結果と整合的であると言える。粘土鉱物中におけるセシウムの安定性に関しては福島第一原発事故
以前から報告されており(Cremers et al., 1988; Bostick et al., 2002)、同様の傾向が本調査からも確認された。
③ 土壌及び河川内浮遊砂（懸濁物粒子）中のセシウムの分布状態
A) 土壌中の放射性セシウムの分布状態の確認結果
土壌中の放射性セシウムの分布状態を確認するため、伊達郡川俣町山木屋地区の牧草地で採取した花崗岩マサ土、花崗閃緑岩マサ土の岩石試料について、オートラジオグラフィ法を用いて放射性セシウムの分析状態について調査した。
本調査では、福島第一原発事故前の土壌には存在しなかった短半減期核種の Cs-134 が Cs-137と同濃度検出されているため、今回オートラジオグラフィ法で得られた放射性セシウムの分布図(図 6-44 参照)は、福島第一原発事故により沈着した放射性セシウムの分布状況を表していると考えられる。さらに、本手法では、放射能強度が大きく異なるため、図 6-44 の放射能の分布はほぼ全て放射性セシウムによるものであり、ウランやカリウムの分布の情報は得られないと考えられる。
本結果から草地で採取した花崗岩マサ土、花崗閃緑岩マサ土の岩石試料には、放射性セシウム
が不均質に分布していることが確認された。
B) 河川内浮遊砂（懸濁物粒子）中の放射性セシウムの分布状態の確認結果
今回採取された浮遊砂（懸濁物粒子）に付着した Cs-137 の放射能濃度は 34,000 Bq/kg 程度である。他方で、同様の試料における大気圏内核実験由来の Cs-137 濃度は約 10 Bq/kg 程度である（坂口ら、未発表データ）。そのため、今回の浮遊砂試料のオートラジオグラフィ観察で検出された結果は、福島第一原発事故由来の放射性セシウムであると考えられる。
河川内浮遊砂（懸濁物粒子）中のセシウムの分布状態を確認するため、懸濁物粒子についてオートラジオグラフィ法で確認した結果と、河川水をろ過したフィルタと同様の結果が得られているフィルタについて、デジタルカメラで撮影した写真と並べて状況を比較した。図 6-45 に示す
ように、写真を撮影したフィルタ（左図）の左部分に三角の切れ目を入れており、その部分は右
図のオートラジオグラフィ法で確認した結果における放射能強度が低い三角の部分と対応した
位置関係となっている。また、デジタルカメラで撮影された写真から、河川懸濁物粒子はフィル
タ上に均質に捕集されていることが確認できる。また、オートラジオグラフィ法で得られた分布
図は、放射性セシウムの分布を表している。
本結果から、河川水をろ過したフィルタ上においても放射性セシウムは不均一に分布している
2-204

ことが確認された。なお、これらの結果から、土壌中において放射性セシウムの放射能濃度が高かった土壌粒子から放射性セシウムが脱着されずに河川に流出し、河川内に特に放射能濃度が高い土壌粒子数が少ないため、このような不均質性が現れたと考えられる。
c) 河川内浮遊砂（懸濁物粒子）中のセシウムの分布状態の確認結果
河川中の浮遊砂（懸濁物粒子）の比表面積の大きさに応じた、河川内の浮遊砂から河川水への放射性セシウムの移行し易さについて確認するため、河川中の浮遊砂中の懸濁物試料から得られた土壌粒子の比表面積（単位質量あたりの表面積）SA と放射性セシウムの固液分配係数 Kd の関係を求めた。なお、この解析では、懸濁物粒子の粒径が 64μm 以上、3～63μm、0.45～3μm の粒子は半径をそれぞれ 50μm、16.5μm、1.73μm と仮定し、粒子 の密度は 2.6g/cm3（＝カオリナイ
トの密度）と仮定した。
その結果、図 6-46 に示すように、放射性セシウムの固液分配係数 Kd は比表面積 SA の増加と共に大きな値を示していることが確認された。固液分配係数は、同係数が高いほど、懸濁物粒子に
放射性物質が吸着されやすいことを示す。固液分配係数の算出にあたっては、浮遊土砂中の懸濁物粒子に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を、別途測定した、河川水（ろ過後）中の放射性セシウムの放射能濃度（0.41Bq/L）で割った値を用いている。
なお、この関係を指数関数を最小二乗法でフィットさせたところ、
Kd = 0.90 SA0.45という関係が確認された。指数部の値は 0.45 であり、事故発生前からの実験的に得られている
0.60 (He and Walling, 1996)に近い値を示しており、放射性セシウムのみかけの固液分配係数は、懸濁物粒子の表面積の 0.45 乗に比例することが確認された。

2-205

図 6-44 オートラジオグラフィによる放射性セシウムの分布図と光学顕微鏡写真（土壌中の Si、Al、K の分布図の比較。比較する部位を赤線で囲った。
）

切れ目

図 6-45 口太川下流の河川懸濁物試料をろ過したフィルタ（直径 14.2 cm）上の放射性セシウムの分布状態と光学写真像（露光時間は 24 時間）

2-206

0.8
0.7

Kd (cm3/g)

0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0

Kd = 0.900 SA0.452
0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

Specific surface
area (SA; m2/g)
比表面積
図 6-46 河川懸濁物試料を用いて得られた粒子の比表面積 SA と放射性セシウムの分配
係数 Kd の関係. 式は最小二乗フィッティングより得られた Kd と SA の関係.

2-207

(4) まとめ
溶出実験から、
土壌中の放射性セシウムの放射能濃度は水溶性が極めて低いことが確認された。
また、EXAFS スペクトルの結果から、セシウムは、粘土鉱物の層間に取り込まれて安定化していることが示唆されており、溶出実験の結果と整合的であることが確認された。
さらに、土壌試料及び河川懸濁物粒子のオートラジオグラフィ分析から放射性セシウムの分布
状況は、かなり不均質であることが確認された。河川懸濁物粒子の比表面積と分配係数の間には相関関係があり、指数関数でフィッティングできることが確認された。
【引用文献】
1. Bostick, B. C., Vairavamurthy, M. A., Karthikeyan, K. G. and Chorover, J. (2002) Cesium
adsorption on clay minerals: An EXAFS spectroscopic investigation. Environ. Sci. Technol.
36, 2670-2676.
2. Cremers, A., Elsen, A., De Preter, P. and Maes, A. (1988) Quantitative analysis ofradiocaesium retention in soils. Nature 335, 247-249.
3. He Q, Walling D. E. (1996) Interpreting particle size effects in the adsorption of 137Cs
and unsupported 210Pb by mineral soils and sediments. J. Environ. Radioact. 30–2, 117–137.

2-208

6.4 まとめ及び今後の課題
本調査では、福島県伊達郡川俣町山木屋地区を主な調査対象地域として、福島第一原発事故後の短期間の間に、放射性物質の土壌、地下水、河川水における放射性物質のそれぞれの自然環境における移行状況、及び樹木や土壌からの巻き上げ量についてモニタリングを実施した。
その結果、包括的な移行状況の確認までは至らなかったが、それぞれの自然環境における、放射性物質の移行の初期状況について、一定の理解を得ることができた。(図 6-47 参照)
調査結果のうち、土壌水、渓流水、地下水への放射線セシウムの移行については、現時点では少ないことが確認された。その一方で、河川を流下する浮遊土砂については、放射性セシウムが50kBq/kg 程度検出された。この浮遊土砂については、比較的、環境中を移行しやすい有機質分や環境中で安定な粘土鉱物への吸着状況を定量していくことが、詳細な移行状況を把握する上で重要となる。
また、浮遊土砂を構成する粒径の小さな土砂の起源は、土壌侵食による河川への細粒な土壌粒子の流下であると考えられる。本調査では、各区画を設け、区画の下流にあるタンク中に堆積した土砂についての土砂量、及び放射性セシウムの放射能濃度について確認したが、非常に粒径が小さな土壌粒子などタンクを越流する土壌粒子は本調査では定量化できていない。また、調査範囲は限られていた。そこで、今後、これらのデータを取得すると同時に、広域における放射性物
質の移動量を推定する観点から、広域の土地利用、地形状況の調査、土壌侵食モデルの応用による放射性物質の移行量の定量的把握、及びこれらの結果からの将来予測が重要となる。
他方で、森林においては、スギ林及び広葉樹林において、タワーを設置し、放射性セシウムの分布状況をある程度確認することができた。現在のところ、針葉樹林においては、樹冠に多くの放射性セシウムが存在していると考えられるため、これらのデータを今後の除染等に応用することが期待される。また、林内雨として林床へ降下している放射性セシウムの化学的形態、及び林床からより下層の土壌へと移行する実態について今後、更なる調査が必要となる、土壌・森林からの飛散（再浮遊）については、本調査期間が比較的湿潤な状況が続いたこともあり、飛散量はそれほど多くないという結果となった。他方で、乾燥期における飛散量の変化、花粉等を通じた放射性物質の飛散状況、土壌粒子の巻き上げに伴う放射性物質の大気への飛散割合の解明等、多くの課題が残っている。今後、これらについても継続的なモニタリングが必要となってくる。
また、これに加え、放射性物質の化学形態の解明は、陸域での移行過程の実態及び今後の変化を解明する上で重要な課題である。本課題についても、環境中の放射性物質の移行状況の解明のため、継続的な調査が必要である。

2-209

図 6-47 本調査箇所における放射性セシウムの放射能濃度の状況

2-210

７．まとめ文部科学省は、報告書第 1 編において、福島第一原発周辺から 100km 圏内及び 100km 圏外の福島県について、福島第一原発から 80km 圏内は 2km メッシュに、その他の地域は 10km メッシュに分割し、それぞれのメッシュにおける調査箇所で空間線量率の測定を行い、空間線量率マップを作成するともに、土壌の採取・核種分析を実施し、単位面積あたりの放射能量から土壌濃度マップを示した。
他方で、放射性核種の土壌中における分布は、2km メッシュ内でも土壌の性質等様々な要因により変化すると考えられる。
また、土壌や森林等に沈着した放射性核種は、地中に移行するとともに水や風等の動きに伴い、環境中を様々な形で移行すると考えられる。チェルノブイリ原発事故においても、自然環境中の異なる媒体を通して多様な移行が行われる可能性が示唆されている。
そこで、文部科学省においては、放射線量等分布マップ関連研究として、以下の重要な個別研
究テーマについて調査研究を実施し、それぞれの研究テーマに関する専門の研究者がまとめた研究結果を基に編纂し、報告書第 2 編を取りまとめた。
・土壌狭域内における放射性物質の分布状況の確認とその要因の検討
・土壌の深さ方向また水平方向における放射性物質の分布状況の確認とその要因の検討
・河川中（河川水、河底土、及び浮遊砂）、及び井戸水における放射性物質の放射能濃度の変化
傾向の確認
・モデル地域における放射性物質の包括的な移行状況の確認
それぞれの研究成果から、確認された事項は以下のとおりである。
① 土壌深さ方向における放射性セシウムの分布状況
本調査を実施した 6 月から 8 月の期間における、福島第一原発から 100 ㎞圏内の様々な土地利用（畑、森林（スギ林、広葉樹混合林）、水田、草地）の土壌深さ方向の放射性セシウムの分布状
況は、いずれの土壌においても、土壌表層から深さ 5cm 以内に概ね存在していることが確認された。他方で、土壌中の放射性セシウムの分布状況は土地利用により異なっており、以下のような状況が確認された。
・森林
いずれの森林土壌においても土壌表層から深さ 2cm 以内に放射性セシウムの全存在量の 8 割程度が沈着していることが確認された。また、いずれの森林においても、地表面に沈着した放射性セシウムの総存在量の 5 割以上（山木屋地区の広葉樹混合林では 9 割）がリター（堆積した落ち葉層）に沈着していることが確認された。
・畑（未耕作）
いずれの未耕作の畑においては、土壌表層から深さ 5 ㎝以内に放射性セシウムの全存在量の大部分が沈着していることが確認された。また、植生量の多い一部の畑では、植生への放射性セシウムの沈着が著しかったものの、多くの畑では植生量が少ないため、植生への沈着はほとんど無く、大部分が土壌に沈着していることが確認された。なお、事故後に耕している畑については土壌表層から 5cm 程度まで、放射性セシウムの放射能濃度が高い状況で分布していることが確認された。
・草地
事故発生後においても放牧等により土壌がかく乱されていた箇所（川俣町水境放牧地）においては土壌表層から 5 ㎝以上深に放射性セシウムが存在していたものの、草地の多くは、土壌2-211

表層から深さ 5 ㎝までに放射性セシウムの大部分が沈着していることが確認された。また、植生量の多い草地では、地表面の草等への放射性セシウムの沈着が著しい場合があったが、多くの草地では、草等への沈着は全体の約 2～3 割であることが確認された。なお、一部の放牧草地
においては、放牧家畜による表土のかく乱により、土壌表層から 4cm 程度まで、放射性セシウ
ムの放射能濃度が高い状況で分布していることが確認された。
・水田
事故後に耕作を行っていない水田においても、土壌表層から深さ 0.5～1.0cm 程度に放射性セシウムの全存在量の一部が存在しているが、事故後に耕作した水田については、特に放射性セシウムが土壌深くまで存在していることが確認された。また、事故後に耕作した土壌では、土壌表層から深くなるにつれて放射能濃度が急激に減少せず、土壌表層から 5 ㎝程度の範囲まで
放射性セシウムの放射能濃度が高い状況で分布していることが確認された。
さらに、本調査では、土壌表層の非常に浅い箇所（土壌表層から 0～1cm）については、土壌の粘土含有量の多さ、土壌を構成する土壌粒子の比表面積、及び土壌中の有機物量と放射性セシウ
ムの土壌中での浸透し易さの関係が確認されたが、土壌の粘土含有量については、明確な関係が確認できない調査箇所も存在した。今後、継続的に調査を実施し、土壌深さ方向への放射性セシ
ウムの浸透特性についての継続的な調査が必要である。
② 河川中に含まれる放射性核種の状況
本調査を実施した 6 月下旬及び 10 月中旬までの期間における、福島県内の河川水、河底土、及び浮遊砂中の放射性セシウムの放射能濃度は、梅雨前後で増加、減少は見られるものの、採取箇所に共通した傾向は確認できなかった。
他方で、河川水、河底土、及び浮遊砂の放射能濃度は、採取箇所の上流域の放射性セシウムの沈着量と一定の比例関係があることが確認された。また、河川水と河底土の放射性セシウムの放射能濃度に正の相関関係が認められており、この関係は河底土に含まれる土壌粒子の粒度補正を実施することでより顕著になった。
この関係を基に、河川水の放射性セシウムの放射能濃度から、河底土の放射性セシウムの放射能濃度を推定することが可能になると思われる。
今後、より多くの地点で河底土の粒度別の放射性セシウムの放射能濃度を測定することで、河川水の放射性セシウムの放射能濃度との関係性のより詳細な把握につながることが期待される。
また、河川から河口に流出する放射性セシウムは、調査箇所によって、流出量に対する河川水及び浮遊砂の比率は異なるものの、河川水に比べて浮遊砂による輸送量の方がはるかに大きいことが確認された。なお、7 月中旬から 8 月中旬までの河口に流れる放射性セシウムの輸送量は、
概算で 1 日あたり、3.7×1010Bq 程度であり、原子力安全・保安院や原子力安全委員会が推定したCs-137 の放出量推計値（1.5×1016Bq もしくは 1.1×1016Bq）と比較すると、放出量推計値の 30
万分の 1 もしくは 40 万分の 1 程度であった。
そのほか、本調査期間においては、福島県内の河川調査箇所のいくつかの箇所において、河川
水中の放射性セシウム濃度に比べると非常に微量であるものの、放射性ストロンチウムが検出され、河川に移行していることが確認された。また、放射性ストロンチウムを分析した河川水については、Pu-238、Pu-239＋240、I-131 も分析したが、全て検出限界値以下であった。
③ 土壌水、地下水（井戸水）、渓流水、湧水を通じた放射性核種の移行状況
本調査において、福島県伊達郡川俣町山木屋地区を中心に、7 月初旬から 8 月中旬までの期間
における、土壌水、地下水（井戸水）、渓流水、湧水に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を測2-212定したところ、ほとんどの試料において検出下限値以下であり、本期間においては、これらの水
循環プロセスに伴う放射性セシウムの移行状況は確認できなかった。また、この状況は、福島県内の 50 箇所で採取した井戸水試料についても同様の結果であった。さらに、いくつかの箇所で井戸水の放射性ストロンチウムを分析したところ、1 箇所のみ Sr-90 が検出されたが、放射性セシウムに比べると非常に微量であった。
そのほか、調査地点は福島県伊達郡川俣町山木屋地区周辺に限定されるものの、森林内の放射性セシウムの分布状況、土壌侵食に伴う放射性物質の移行状況、水田から河川への浮遊砂を通じた放射性セシウムの移行状況、湖沼・貯水池の放射性セシウムの分布状況、及び森林・土壌等の自然環境からの放射性物質の飛散状況について確認したところ、以下のような結果が確認された。
④ 森林内の放射性セシウムの分布状況・移行状況
森林内の土壌中における放射性セシウムの蓄積量は、落葉の堆積や、葉に付着した放射性セシ
ウムが降雨により森林内の地表面に移行することなどに伴い、現状でも徐々に増加してきているものと考えられる。
また、広葉樹混合林では、最表層（特にリター層）に堆積していた放射性セシウムが、雨水の浸透や有機物の分解により下方浸透を始めていることが示唆された。森林内の放射性セシウムの分布と移行状況を定量的に把握するためには、継続的な林内雨及び樹幹流のモニタリングが必要であることが示された。
そこで、現状において森林内の空間線量率の低減化を図るためには、広葉樹混合林では、落葉等のリター層における放射性セシウムの蓄積量が多いことから、生態系への影響を考慮しつつ、表面に堆積しているリター層を除去することが効果的である。他方で、スギ林では、樹冠付近の生葉や枯葉に付着した放射性セシウムの濃度が高いことから、生葉や枯葉を除去することが効果的である。なお、スギ壮齢林では、スギ若齢林や広葉樹混合林に比べて、地表面への放射性セシ
ウムの蓄積量が多いことから、リター層の除去も効果的である。
⑤ 土壌侵食に伴う放射性物質の移行状況
傾斜の異なる畑地（緩勾配のタバコ畑及び急勾配の畑地）、採草地、放牧草地、及びスギ林若齢
林の 5 箇所の植生の違いにより、土砂量、放射性核種流出量に明確な違いが確認され、植生量が多い調査箇所では、植生が放射性物質の移動を妨げているため、放射性核種の積算流出量が少ないことが確認された。
他方で、スギ若齢林では、下層植生が少ないものの、土壌がリターで覆われているため、雨水による土砂の流出を防止していると考えられる。
なお、本調査期間内での土砂侵食に伴う放射性物質の移行量は各調査箇所の放射性セシウムの存在量の最大でも約 0.3％未満にとどまったが、土壌侵食が生じる斜面の長さが長い場合、流水の集中に伴う、深掘れ(以下、「ガリ侵食」という。
）が発生すると言われおり、今後、ガリ侵食も含めた放射性物質の移行について、継続的な調査、解析が必要である。
⑥ 湖沼・貯水池における放射性セシウムの分布状況
貯水池での放射性セシウムの深度分布は、いずれの底泥においても表層で放射性セシウムの放2-213

射能濃度が高く、深さが深くなるにつれて、急激に下がることが確認された。また、表層と比べ下層で放射能濃度が急減することを考慮すると、底泥に放射性セシウムが堆積した後、貯水池は水の流れや風波の影響が小さいため、底泥の撹拌は大きくないことが確認された。また、貯水池に堆積した放射性セシウムの存在量は、周辺土壌で測定された放射性セシウムの存在量と概ね同水準であることが確認された。
他方で、蓬萊ダム湖での放射性セシウムの深度分布は、本調査で計測できた底泥表層から深さ20cm までに、非常に高濃度な放射性セシウムが存在していることが確認され、一部の貯水池を除き、貯水池で計測された放射性セシウムの存在量（200～400 kBq/m2）の約 10 倍程度の堆積量（3MBq/m2 以上）が確認された。この理由としては、河川から流入した放射性セシウムが付着した土
壌粒子が大量に沈降しているか、底泥の混合が非常に激しいことが考えられる。
⑦ 森林・土壌等の自然環境からの放射性物質の飛散状況
学校グラウンド、畑、水田、放牧草地、スギ若齢林、及び広葉樹混合林の樹冠部における、大気浮遊塵に含まれる放射性セシウムの放射能濃度を測定したところ、土壌に沈着した放射性セシウムの沈着量が同程度のタバコ畑、学校グラウンド、及び採草地においては、大気浮遊塵中の Cs-134 及び Cs-137 の放射能濃度の中央値は約 1mBq/m3 であり、土地利用による有意な大気浮
遊塵中の放射能濃度に有意な違いは確認されなかった。
他方で、土壌に沈着した Cs-134 及び Cs-137 の沈着量がタバコ畑、学校グラウンド、採草地より約 2～3 倍高い放牧草地では、大気浮遊塵中の Cs-134 及び Cs-137 の放射能濃度は、それぞれ2.2mBq/m3 及び 2.8mBq/m3 であり、タバコ畑、学校グラウンド、採草地で測定された大気浮遊塵中の放射性セシウムの放射能濃度と比べて約 2～3 倍、高い傾向が確認された。
このことから、大気浮遊塵中の放射性セシウムの放射能濃度は、土壌表面に沈着した放射性セシウムの沈着量に比例し、土壌表面に沈着した放射性セシウムが大気へと飛散していることを示唆している。
また、スギ若齢林及び広葉樹混合林の双方については、タバコ畑、学校グラウンド、採草地と比較して放射性セシウムの沈着量が同程度であるにも関わらず、大気浮遊塵中に含まれる放射性セシウムの放射能濃度は高い傾向が確認された。このことは、樹木からの放射性セシウムの飛散は、土壌からとは異なるメカニズムで飛散が起こっていることを示唆している。他方で、葉への放射性セシウムの付着が少ない広葉樹混合林においても、高い放射能濃度の放射性セシウムが飛散しており、今後、発生源の特定、発生メカニズムの解明などの更なる調査が必要である。
本調査では、様々な土地利用の土壌や針葉樹林、広葉樹林における放射性核種の分布状況の違いが確認されたほか、土壌侵食による放射性核種の移行状況、及び土壌・森林等からの放射性核種の飛散状況、河川並、土壌水、地下水、及び湖沼等の水循環系を通じた放射性核種の移行状況等について、比較的、事故発生初期の梅雨前後の期間における、非常に有意な調査結果が得られていることから、本調査で得られた知見が除染活動や今後のモニタリングに活用されることを期待される。
他方で、本調査は、一定期間における、限られた調査箇所における調査結果であり、放射性物
質の移行状況について一般化することや本調査において新たに発生した課題の解決のためには、
引き続き、調査範囲の拡大、調査方法の工夫、及び調査項目の追加が必要である。
また、放射性核種の移行状況を確認していく上では、除染活動や人の生活に伴う放射性核種の移行も無視できない。そこで、今後の調査にあたっては、居住区域における放射性核種の移行状況の確認も実施していくことが必要である。
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