Kyoto University
Research Reactor Institute
Institute of Environmental Radioactivity
at Fukushima University

第4回
京都大学原子炉実験所
原子力安全基盤科学研究シンポジウム

福島の復興に向けての放射線対策に関する
これからの課題
京都大学 原子炉実験所
原子力安全基盤科学研究プロジェクト

シンポジウム報告書

第 4 回 京都大学原子炉実験所
原子力安全基盤科学研究シンポジウム

福島の復興に向けての放射線対策に関するこれからの課題 報告書

開催日：平成２７年５月３０日（土）～３１日（日）場所：福島市、パルセいいざか編集

高橋 千太郎
高橋 知之
塚田 祥文
福谷 哲
佐藤 信浩
仲谷 麻希

京都大学 原子炉実験所 原子力安全基盤科学研究プロジェクトⅰISBN-978-4-9906815-6-2 (書籍) C0053
ISBN-978-4-9906815-7-9 (CD) C0853
ISBN-978-4-9906815-8-6 (from Web) C0853¥ 0E© KUR Research Program for Scientific Basis of Nuclear Safety
京都大学原子炉実験所 原子力安全基盤科学研究プロジェクト
京都大学原子炉実験所
京都大学原子炉実験所 原子力安全基盤科学研究プロジェクト〒590-0494 大阪府泉南郡熊取町朝代西2 丁目
E-mail: anzenkiban@rri.kyoto-u.ac.jp
Tel : 072-451-2432
Fax: 072-451-2639

ⅱ

第 4 回 京都大学原子炉実験所
原子力安全基盤科学研究シンポジウム

福島の復興に向けての放射線対策に関するこれからの課題 報告書

開催日：平成２７年５月３０日（土）～３１日（日）場所：福島市、パルセいいざか主催
京都大学原子炉実験所

後援
福島大学 環境放射能研究所
福島県
福島県教育委員会
福島市
日本原子力学会
日本放射化学会
日本放射線影響学会
日本保健物理学会

協賛・協力
飯坂温泉観光協会
飯坂温泉旅館協同組合
福島コンベンション協会
福島民友新聞社
福島民報社

ⅲ

組織委員会
委員長
副委員長
副委員長

川端 祐司
高橋 隆行
高橋 千太郎
稲葉 次郎
内田 滋夫
占部 逸正
斎藤 公明
酒井 一夫
中島 健
百島 則幸
山澤 弘実
山名 元
米田 稔

プログラム委員会
委員長
副委員長

高橋 知之
塚田 祥文
飯本 武志
大迫 政浩
杉浦 紳之
服部 隆利
伴 信彦
福谷 哲
山西 弘城
八島 浩
横山 須美
吉田 聡

事務局
事務局長
佐藤 信浩
副事務局長 仲谷 麻希
窪田卓見
芝原雄司
中村秀仁

ⅳ

はじめに
平成２３年東日本大震災及び東京電力福島第一原子力発電所の事故によって被災された皆様方に謹んでお見舞い申し上げますとともに被災地の1日も早い復興をお祈り申し上げます。
京都大学原子炉実験所では、研究炉を保有している大学附置研究所という特徴を活かし、原子力利用を支える安全基盤科学研究と教育を包括的に進めるための研究教育拠点を形成し、原子炉利用に対する社会的な理解の獲得に資する事業「原子力安全基盤科学研究プロジェクト」を、
平成２４年から４年間に亘り実施しております。このプロジェクトでは、原子力安全基盤科学研究として、原発事故関連データの検証と集約や、統合原子力安全科学研究に取り組むとともに、人材育成の観点から包括的原子力安全基盤教育に取り組んでおります。
このプロジェクトの一環として、毎年度１回テーマを決め、国際シンポジウムを開催しております。これまで、「東京電力福島第一原子力発電所事故後の環境モニタリングと線量評価」、「福島原子力発電所事故後の核燃料バックエンド問題と核変換技術の役割」、及び、「福島原
子力発電所事故後の地震・津波と原子力リスク」をテーマとして、京都大学芝蘭会館において３回のシンポジウム開催し、多くの皆様にご参加いただいて議論を深めることができました。
最終年度となります４回目は、「福島の復興に向けての放射線対策に関するこれからの課題」
をテーマとし、福島市の飯坂温泉にて開催させていただき、2日間で述べ668名方にお越し頂きました。１４名の方からの講演と２回のパネルディスカッション、８０件のポスターセッショ
ンによる研究発表がありました。専門家だけでなく、一般の方にもご参加頂き、講演やパネル
ディスカッション、ポスターセッション等を通して、福島の復興に向けて今後取り組むべき課
題について議論させていただきました。特に２日目のポスターセッションはサイエンスカフェ
形式として、これまでに分かったこと、疑問に思っていること、そして将来に向けての課題などについて、専門家と一般の方が一緒に十分に時間をかけて話し合い、大変有意義な時間を過ごさせていただきました。
この報告書はご発表頂いた中から、福島の復興へ向けての研究を取り纏めたものです。
これらの活動が、福島のさらなる復興への一助になれば幸いです。そして、一日も早く福島が復興し、これまで以上に魅力ある福島となることを祈念いたします。

京都大学原子炉実験所 所長
組織委員会委員長

川端 祐司

ⅴ

Content
Part 1

除染・廃棄物
除染すべき場所の同定、除染の実施、分別、輸送、処理処分等

1 粘土鉱物に吸着したセシウムの NMR 構造解析
徳田陽明、法川勇太郎、正井博和、上田義勝、二瓶直登、藤村恵人、小野勇治
2

マイクロバブル処理を施したケイ酸ナトリウム洗浄剤によるセシウムの減容化について
上田義勝、徳田陽明、後藤裕

143 低濃度放射性セシウム汚染水の浄化システム
横田かほり、新井志緒、小川秀樹、中村立子、吉田博久

74 2011 年に採取した福島環境試料中の放射性セシウムの同位体比
窪田卓見、芝原雄司、太田朋子、福谷哲、藤井俊行、高宮幸一、水野哲、山名元

115 福島県下で採取した環境試料中のセシウム・ストロンチウム分析への質量分析法の適用性の検討
芝原雄司、窪田卓見、福谷哲、藤井俊行、高宮幸一、太田朋子、柴田知之、芳川雅子、紺野慎行、
水野哲、山名元15

6 福島県林業研究センターにおける幹材部からの放射性セシウム除去の試み
小川秀樹、伊藤博久、村上香、横田かほり、新井志緒、吉田博久

187 森林廃棄物の安全な燃焼処理システム
吉田博久、小川秀樹、新井志緒、横田かほり、伊芸滋光、中村立子

22Part 2

環境放射線・外部被ばく評価
外部被ばく線量の測定・評価、将来予測、低減化等

1 CZT 検出器を用いた高線量率地域における in-situ 環境放射能測定
古渡意彦、窪田卓見、芝原雄司、藤井俊行、高宮幸一、水野哲、山名元

26

2 サーベイメータ等を用いた環境中における空間線量率測定の課題
津田修一、斎藤公明

30

ⅵPart 3

環境放射能・内部被ばく評価
環境中移行、農畜水産物、吸収抑制、内部被ばく線量推定等

1 ダイズの放射性セシウム吸収に及ぼす窒素施肥の影響
二瓶直登、広瀬農、田野井慶太朗、中西友子

34

2 南相馬市で栽培された野菜、米、果物および飲料水中の放射能
静間清、桜井雄志

37

3 福島第一原発事故後の137Csの沈着量と野生山菜への137Csの移行割合
清野嘉之、 赤間亮夫

43

4 山菜と果実の調理・加工による放射性セシウムおよびカリウムの除去割合について
田上恵子、内田滋夫

47

5 事故後初期における飲食物の I-131 濃度の検討
河合理城、義澤宣明、平川幸子、村上佳菜、滝澤真理、佐藤理、高木俊治、宮武裕和、高橋知之、鈴木元

51

6 浄水発生土の園芸用としての再利用の可能性
石井伸昌、田上恵子、内海弘美、内田滋夫

55

7 福島県新田川河口沖における海水と堆積物中の放射性セシウム濃度分布
福田美保、山崎慎之介、青野辰雄、吉田聡、石丸隆、神田穣太

59

8 食品および土壌粒子由来の放射性セシウムの人・動物における胃腸管吸収率
岩田佳代子、八島浩、木梨友子、高橋知之、高橋千太郎

63

9 福島第一原子力発電所事故による放射性セシウムのミミズへの移行
田中草太、高橋知之、藤原慶子、高橋千太郎

67

10 放射性セシウムの植物葉中における挙動
大澤良介、杉原真司、百島則幸

70Part 4 その他
1 福島の復興に向けた放射線教育の試み ― 小中学校の児童生徒を対象として
幸浩子

73

2 福島原子力発電所事故により汚染された土壌中放射性セシウムの深度分布の変遷からの見掛けの拡散係
数（Da）及び収着分配係数（KD）の導出
佐藤治夫

79

ⅶ

トピックス 1
除染・廃棄物

粘土鉱物に吸着したセシウムのNMR構造解析
徳田陽明1*，法川勇太郎1，正井博和1，上田義勝2，二瓶直登3，藤村恵人4，小野勇治51) 京都大学化学研究所 京都府宇治市五ヶ庄2) 京都大学生存圏研究所 京都府宇治市五ヶ庄3) 東京大学大学院農学生命科学研究科 東京都文京区弥生 1-1-14) 農研機構東北農業研究センター 福島県福島市荒井字原宿南 50
5) 福島県農業総合センター 福島県郡山市日和田町高倉字下中道 116* tokuda@noncry.kuicr.kyoto-u.ac.jp

福島第一原発事故により放射性セシウムが環境中に放出され，土壌などへの固定化が進んでいる。
本研究では，固体NMRを用いることにより，粘土鉱物（イライト，カオリナイト）に吸着したセシ
ウムの構造解析を行った。塩化セシウム水溶液に浸漬した粘土のNMRスペクトルには2つのピークがあることがわかった。表面に吸着したセシウムは-30 ppm付近に，粘土層間のセシウムは-100 ppm
付近にピークを与えると考えた。また，セシウム吸着した粘土鉱物を塩化カリウム水溶液によって再イオン交換すると，ピークが消失することを見いだした。この結果は，先のNMRピークの帰属が正しいことを示唆している。今後，土壌の解析を進めることにより，土壌から植物へのセシウム移
行のメカニズムを明らかにし，福島農業再生に資する知見を得たい。

キーワード 固体NMR，粘土鉱物，XAFS，セシウムきる手法ではないため，他の相補的な手法を利用する必要がある。
固体 NMR はある特定の核のみの情報を得ることができるという特徴があり，XAFS と同様に低濃度の核種の情報を得ることができる。我々はケイ酸塩ガ
ラスにおけるアルカリイオンの構造を理解するために 133Cs NMR を用いた構造解析を行ってきた[9]。その結果，低配位数セシウムは低磁場シフトし，高配位
数セシウムは高磁場シフトすることを見いだした。
この知見を利用することによって粘土鉱物におけるセシウムの吸着状態についての知見を得ることができると考えた。また，過去にも粘土鉱物の測定例があり，表面と層間のセシウムを観測した例が知られている[10-12]。本研究では固体 NMR を用いることにより粘土鉱物へ吸着したセシウムの局所構造解析を行い，セシウムの吸着状況を調べることとした。

1.緒言2011 年 3 月 11 日に発生した東京電力福島第一原
発事故によって，大量の放射性核種（主に 131I, 134Cs,
137
Cs）が環境中に放出した。これらのうち 137Cs は半減期が長いため環境中に長く留まることが知られている[1]。多くは土壌に留まっているが一部は根から吸収され植物へと移行することが知られている。このような移行を防ぐためにはセシウムの植物への移行経路についての理解が重要であるが，未だ不明な点が多い。近年の研究では，同じ放射線量の土壌で栽培したとしても，作物の吸収係数が異なると報告されている[2, 3]。このような作物への移行の違いの一つの原因は，粘土鉱物に付着しているセシウムの形
態が異なるためだと考えられる。
セシウムの吸着・固定化に関わる粘土鉱物は，1:1型層状ケイ酸塩鉱物，2:1 型層状ケイ酸塩鉱物などが知られている。これらの粘土鉱物に負電荷があるた
め，表面や粘土シート層間にセシウムイオンが吸着する[4]。特に 2:1 型ケイ酸塩鉱物の場合には，膨潤層と非膨潤層との境界に存在するくさび形に開いた部
分（フレイドエッジサイト，FES）にセシウムイオンが固定化することが知られている[5, 6]。これらのサイトに固定化されているセシウムの構造を知ることによって，土壌から作物への移行の理解の手助けになると考えた。
環境中に存在するセシウムの量は数 ppb よりも小さいため，ある特定の核のみに着目できる手法でなければ精度良く観察することができない。このような場合，放射光施設を用いた XAFS が有効である[7,8]。非常に有効な手法であるが，ラボレベルで利用で

2. 実験手法
用いた試薬は，カオリナイト（和光純薬），イライト（G-O networks），133CsCl (和光純薬)，KCl（和光純薬），超純水（和光純薬）である。
イライト 5g を塩化セシウム水溶液 50 ml に 1 日
後， 1 か月，半年間，2 年間，浸漬した。遠心分離に
よってイライトと水溶液を分離した。このイライトに超純水を加えて攪拌の後に遠心分離することを 2
回くり返した。洗浄したイライトを 40℃で 1 晩乾燥させた。比較のため，カオリナイトについての同様の操作を行った。ただし，浸漬した期間を 1 日， 1 か
月，半年間とした。
セシウムでイオン交換したイライトからのセシウ

1Fig. 2，3 に示す。イライトでは，いずれの試料でも-30 ppm 付近と -100 ppm 付近にピークが現れた。
ただし，イオン交換の日数によってピーク面積の比に違いがあった。また，カオリナイトでは -30 ppm
付近のみにピークが現れたが，半年間イオン交換したものについては -100 ppm 付近にもピークが現れた。

ム脱離を調べるために，塩化カリウムを用いて再イオン交換試験を行った。2 年間イオン交換を行ったイ
ライト 1 g を 0.01 mol/L の塩化カリウム水溶液 50ml に浸漬し，2 日間で取り出した。浸漬した試料を遠心分離した。イライトに水を加えて攪拌の後に遠心分離することを 2 回くり返した。表 1 にこれらの試料についてまとめた。
表 1 試料名の表記方法
表記
CsCl(aq)への浸漬期間
illite_prisitine
illite_1d
1日
illite_6m
6 ヶ月
illite_2y
2年
illite_2y_KCl2h
2年
illite_2y_KCl2d
2年
kaolinite_pristine
kaolinite_1d
1日kaolinite_6m
6 ヶ月

(a)

KCl(aq)へ
の浸漬期間




2 時間
2日




(b)

3. 解析方法
Cs の K 吸収端を用いた XAFS 測定を SPring-8 の
BL14B2 にて行った。蛍光法によって行い，積算を 4時間行った。得られたデータを Athena によって解析した[13]。粘土鉱物中のセシウムの局所構造解析のために 133Cs MAS NMR 測定を行った。133Cs MAS
NMR 測定は Chemagnetics 社 CMX400 および4mm プローブで行い，回転数を 10 kHz に設定した。
印加外部磁場は 9.4 T であり，133Cs の共鳴周波数は52.9 MHz であった。また，1 M CsCl 水溶液の化学 図 2 セシウムを吸着させた粘土の 133Cs MAS NMR
シフトを 0 ppm に設定した。
スペクトル(a)イライト，(b)カオリナイト
4. 結果
セシウムの吸着したイライトからのセシウム脱離
illite_2y，illite_2y_KCl2h の k 端の EXAFS を図 の効果を確認するため，イライト（再イオン交換）の1 に示す。両者の構造に違いがあることを見いだした。 133Cs MAS NMR 測定を行った（図 3）。塩化カリウ
フーリエ変換した RDF における第一ピーク，第二ピ ム水溶液 10 ml に 2 時間再イオン交換することによーク，第三ピークが Cs–O，Cs–Si，Cs–Cs に帰属でき り，ピークが減少することがわかった。
ると報告されているが，S/N 比が十分でないため，詳
細な解析を行わない。

図 3 塩化カリウム水溶液により再イオン交換したイ
ライトの 133Cs MAS NMR スペクトル
図 1 illite_2y，illite_2y_KCl2h の k 端の EXAFS
イオン交換試料の 133Cs MAS NMR の測定結果を

2

究所，クレハトレーディングの支援により行った。また，XAFS 測定にあたっては Spring-8 の BL14B2（No.
2015A1662）を利用した。

5. 考察
図 2 に示した NMR スペクトルにおいてイライトとカオリナイトにおける 2 つのピークは，表面への吸着と層間への吸着だと考えた。特にカオリナイト
においては -30 ppm 付近のピーク割合が大きく，100 ppm 付近のピークは半年間イオン交換した試料にのみ現れた。カオリナイトは表面に負電荷サイトを持つことから，-30 ppm 付近のピークが表面へ吸着したセシウム，-100 ppm 付近のピークが層間へ吸着したセシウムの化学シフトであると考えた。イ
ライトにおいては一日の浸漬により-100 ppm 付近のピークが現れた。これはイライトがイオン交換しやすいカリウムイオンを層間に有することと一致している。ゆえに-30 ppm が粘土鉱物表面，-100 ppmのピークが粘土鉱物シート層間によるものだという
帰属を確認することができた。また，高配位数のセシウムが高磁場の化学シフトを与え，低配位数のセシウムが低磁場の化学シフトを与えるという帰属[9]とも矛盾しない。
1 日イオン交換したイライトのスペクトル（図3）が，取り出し後の時間経過に伴って -30 ppm 付
近のピークの割合が上昇した。水溶液から粘土鉱物を取り出したため，粘土鉱物表面でのセシウムの濃度が下がり，平衡条件によって層間のセシウムが表面へと移動したためであると考えた。
イライトの再イオン交換実験により，長時間再イ
オン交換をおこなったイライトの NMR の 2 つのピークは消滅し，フレイドッジサイトのピークが観測されていないことがわかった。
以上より FES は観測されず -30 ppm 付近のピー
クは表面へ吸着したセシウム，-100 ppm 付近のピークは層間へ吸着したセシウムであると帰属した。
用いた試料は乾湿をくり返して調製したものではな
く水溶液に浸漬したものでありエイジングの効果が異なること，実環境とは異なり大量のセシウムに浸漬させた実験であること，の 2 点から環境中でのセシウムの状態とは異なることを留意すべきであるが，吸着サイトを理解する上で有用な情報が得られたと考えている。

8. 参考文献
1) IAEA, in:Environmental Consequences of theChernobyl Accident and their Remediation: Twenty Yearsof Experience, 2006.
2) N. Kato, N. Kihou, S. Fujimura, M. Ikeba, N. Miyazaki, Y.
Saito, T. Eguchi, S. Itoh, Potassium fertilizer and othermaterials as countermeasures to reduce radiocesium levels
in rice: Results of urgent experiments in 2011 responding
to the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant accident,
Soil Sci Plant Nutr, 61 (2015) 179-190.
3) S. Ehlken, G. Kirchner, Environmental processes affecting
plant root uptake of radioactive trace elements andvariability of transfer factor data: a review, J Environ
Radioactiv, 58 (2002) 97-112.
4) N. Yamaguchi, T. Y., H. K., I. S., K. M., E. S., Y. S., S. A.,
A. K., W. R., M. T., A. I., H. S., Behavior of radiocaesiumin soil-plant systems and its controlling factor (in Japanese),
Bulletin of National Institute for Agro-Environmental
Sciences, 31 (2012) 75-129.
5) A.J. Fuller, S. Shaw, M.B. Ward, S.J. Haigh, J.F.W.
Mosselmans, C.L. Peacock, S. Stackhouse, A.J. Dent, D.
Trivedi, I.T. Burke, Caesium incorporation and retention in
illite interlayers, Applied Clay Science, 108 (2015) 128134
6) M. Okumura, H. Nakamura, M. Machida, Firstprincinciples studies of cesium adsorption to frayed edge
sites of micaceous clay minerals, Abstr Pap Am Chem S,
248 (2014).
7) Q. Fan, N. Yamaguchi, M. Tanaka, H. Tsukada, Y.
Takahashi, Relationship between the adsorption species ofcesium and radiocesium interception potential in soils andminerals: an EXAFS study, J Environ Radioact, 138 (2014)
92-100.
8) B.C. Bostick, M.A. Vairavamurthy, K.G. Karthikeyan, J.
Chorover, Cesium Adsorption on Clay Minerals: An
EXAFS Spectroscopic Investigation, Environmental
Sciecne and Technology, 36 (2002) 2670-2676.
9) T. Minami, Y. Tokuda, H. Masai, Y. Ueda, Y. Ono, S.
Fujimura, T. Yoko, Structural analysis of alkali cations in
mixed alkali silicate glasses by 23Na and 133Cs MAS
NMR, Journal of Asian Ceramic Societies, 2 (2014) 333338
10) Y. Kim, R.T. Cygan, R.J. Kirkpatrick, Cs-133 NMR and
XPS investigation of cesium adsorbed on clay minerals andrelated phases, Geochim Cosmochim Ac, 60 (1996) 10411052.
11) Y. Kim, R.J. Kirkpatrick, Na-23 and Cs-133 NMR studyof cation adsorption on mineral surfaces: Local
environments, dynamics, and effects of mixed cations,Geochim Cosmochim Ac, 61 (1997) 5199-5208.
12) Y. Kim, R.J. Kirkpatrick, R.T. Cygan, Cs-133 NMR studyof cesium on the surfaces of kaolinite and illite, Geochim
Cosmochim Ac, 60 (1996) 4059-4074.
13) B. Ravel, M. Newville, ATHENA, ARTEMIS,
HEPHAESTUS: data analysis for X-ray absorption
spectroscopy using IFEFFIT, J Synchrotron Radiat, 12(2005) 537-541.

6. 結言
固体 NMR を用いて粘土に吸着したセシウムの吸着状態の解析を行った，その結果以下のような結論を得た。粘土に吸着したセシウムの NMR スペクト
ルには 2 つのピークがあった。2 つのピークは粘土の表面と層間へ吸着したセシウムのものであると示唆された。FES は観測されなかった。
今後は土壌中のセシウムの構造解析を行うことにより植物へ移行しにくいセシウムについての知見を得て，福島県の農業再生に繋げていく。

7. 謝辞
本研究は，京都大学化学研究所共同利用・共同利用
共同研究拠点（No. 2015- 68, 70)，京都大学生存圏研

3マイクロバブル処理を施したケイ酸ナトリウム洗浄剤によるセシウムの減容化について
上田 義勝*1)、徳田 陽明 2)、 後藤 裕 3)1) 京都大学生存圏研究所 京都府宇治市五ヶ庄2) 京都大学化学研究所 京都府宇治市五ヶ庄
3) 株式会社クレハトレーディング東京都中央区日本橋堀留町 1-2-10 イトーピア日本橋 SA ビル 6・7 階* yueda@rish.kyoto-u.ac.jp

我々は、東日本大震災で放射性核種に汚染された環境物質の物理除染に対する新しい材料として、ケイ酸ナトリウムを主体とした洗浄剤（SMC）を用いた除染実験を行い、その洗浄効果と、減容化に繋がる研
究成果について検討を行った。砂利、及び不織布を用いた洗浄試験をこれまでに行い、付着した放射性セシウムが大幅に洗浄される事がわかった。また、洗浄後の洗浄溶液を塩酸及びエタノールにて中和処理する事で、沈殿したケイ酸ナトリウムへの放射性セシウムの移行を確認し、減容化にも成功している。このSMCは、放射性セシウムの除去に有効であり、かつ洗浄後の廃液の減容化・再利用が期待できる。

キーワード マイクロバブル、ケイ酸ナトリウム、減容化

現在も種々の方法が提案されている。その一例として、
除染に化学物質などを使う方法は、経済的な問題以外にも、使用する薬剤によっては土壌や森林、河川、生態
生存圏環境における問題として、自然災害や人工的災系、ひいては人類への悪影響が懸念される。また、大規害も含めた複合的な被害が発生する状況が身近に存在
模な土木工学的な除染（表面除去など）は確かに有効なする。特に、2011 年 3 月 11 日の東日本大震災による原手法であるが、個人で気軽に利用可能な手法とは言い発事故の影響は大きく、主に福島県内の放射性物質に難く、より簡便な手法が求められる。そこで、自然界にもよる土壌・水質汚染は、現在も復旧途中の状態にある。
存在する化学物質として、我々はケイ酸ナトリウムに着目
報道等で知られている様に、現地の人々の生活は落ちした。使用薬品には、メタ珪酸ナトリウムを主剤とし、マイついてきているとはいえ、未だに大きな不安を与えており、
農林水産業にも影響が残っているため、早急な対策が クロバブル・超音波処理を施す事で薬剤の安定化を行った洗浄剤（SMC）を用いた 1-3)。ケイ酸ナトリウムは、そ必要である。
の水溶液を中和することによってゲル化することが良く知
福島の原発事故によって種々の放射性核種が飛散しられており（図１）、固液分離による減容化が可能である。
たが、 半減期の長さや、含有量の多さのため、中長期
排水処理プラントなどでの汚水の処理方法である共沈法
的には放射性セシウムの人体へ与える影響が最も大き（塩化鉄などの共沈剤を加えて、目的とするイオンを分い。そのため、生活圏・農業圏内における放射能除染は離する方法）と同様の効果を示す事もわかっており、今放射性セシウムの除去が主目的となる。現在、国を挙げ後の大規模実証試験に期待が持てる。
ての除染（放射性セシウムの除去）が行われているが、生存圏における放射能問題は解決しているとは言い難く、
2. 実験
1. はじめに

グリセリン

メタノール

エタノール

塩酸

析出

白濁

沈殿

我々は, 土壌に関する除染について東日本大震災直後から調査を開始し, その浄化技術に関する基礎デー
タを集めてきた 4-5)。昨年 3 月 11 日の事故以来、幾多の風雨に晒されたにもかかわらず、放射性セシウムが建物
外壁や道路等の構造物に未だに存在している。これはセシウムが樹木などの多孔質面や、比表面積の大きい
砂粒や塵に多く吸着していることに由来する。特に土壌に含まれる雲母類等の鉱物には、セシウムがイオン交換
によって化学吸着するため、鉱物の付着した構造物が高い放射線密度を示したと考えている 6-7)。
放射性セシウムの物理的な除染に対する新しい材料として、ケイ酸ナトリウムを主体とした洗浄剤を用いた除染実験を行った。ケイ酸ナトリウム水溶液は基本特性として電解水とは異なる洗浄力を有した水を主成分とした、無機質、水性洗浄剤になるものであり、界面活性剤を含図 1. ゲル化試験(SMC 10ml, 中和滴定による）

4

よるゲル化試験を行った。カリウムイオン電極を用いればイオン半径の近いセシウムイオンの濃度を検量により評価する事が可能である。 本実験では、比較のためメタ珪酸ナトリウムを溶かした物(0.47mol/L, PH= 13.1 と SMC とを用いて塩酸による中和後のセシウムイオン濃度を 3 回平均値として測定し、液中に残存する濃度を求めた。

んでいないため、泡が立たない。また、その成分から硬水、軟水、海水を問わず使用が可能であり、中性洗浄剤
およびアルカリ洗浄剤との併用が可能で無色透明、無臭のである。また、洗浄特性としては有機溶剤等の溶解洗浄と異なる『剥離洗浄』であるため、気泡、噴流、高圧、
超音波、スプレー洗浄に適しており、その応用利用が期待される。

Removal ratio (%)(1) 不織布洗浄試験 3)
本実験では、サンプル対象として 2011 年の原発事故
フォールアウト以後、福島県下で屋外にさらされていた
農業用の不織布（商品名「パオパオ」、材質はポリプロピ
レン）を洗浄試験として用いた。この不織布は屋外で風雨にさらされていたにも関わらずセシウムによる放射能
汚染度が高く、なおかつ通常の水では溶出されない事がわかっている。
この不織布の背景放射線強度を京都大学放射性同位元素センター分館所蔵のゲルマニウム半導体検出器を用いて測定した。検出器本体は高純度ゲルマニウム
検出器（EG&G ORTEC 社，GMX-18200-S）でゲルマニ
ウム結晶の大きさは 102cm3，相対効率（137Cs 662 keV γ線に対して NaI (Tl）（76×76mm）結晶の効率との相対比）
は 22.3 ％ である。放射線の入射窓は 0.5 mm 厚のベリリウム板で 3 keV 以上の X 線およびγ線を高い効率で測定できる。エネルギー分解能は 55Fe 5.9 keV (Mn Kα）に対して 0.54 keV, 60Co 1.33 MeVγ線に対して 1.8 keVである。測定には所定の容器（100cc)を用い、容器に不織布を入れて（平均 2.79g) CPS 値として 2012 年に測定を行った。
洗浄方法としては同様に所定の容器(250cc)に不織布と洗浄液 100cc を入れ、6 時間静置による浸漬洗浄の後に純水による濯ぎを行って乾燥した後、再度容器(100cc)にいれて放射線強度を測定した。同様に洗浄後溶液についても放射線強度を測定する事で、放射性セシウムの移行についても検討を行った。また、濃度別の洗浄効果を見るため、100wt%, 10wt%, 1wt%, 純水の濃度の違う水溶液を用い、それぞれの洗浄後の放射線強度を測定する事で、放射性セシウムの除去率を求めた。
各濃度に於ける測定誤差をなくすため、それぞれ 7 サン
プルずつ洗浄し、その平均の除去率とエラーバーを評価した。

図 1. 砂礫洗浄の 137Cs の平均除去率（純水、
1wt%, 10wt%および 100wt%の各濃度の SMC）

3. 結果と考察(1) 不織布洗浄試験 3)
不織布洗浄実験において、純水ではほとんど落ちない
セシウムに関して、100wt%のジェイパルでは除去率が平均値で 77.2%となり、非常に効率よくセシウムを除染出来る事がわかった（図１）。また、10wt%, 1wt%の濃度依存性についても良い相関がみられ、それぞれ平均値で59.4%, 44.5%という結果となった。それから、1wt%のジェ
イパル水溶液については、複数回洗浄による若干の除染率低下がみられており、全体としての 3 回の複数洗浄で 71.2%となり、水溶液の濃度を低く抑えた場合でも充分な除染が行う事が出来る事がわかった。また、浸漬時間についての詳細な検討はまだ行えていないものの、現状では 6 時間程度の浸漬で充分な除染が出来る事を示(2) 砂利洗浄試験 1,2)
郡山市にて採取した砂礫約 161g（平均）を、100wt%､
10wt%SMC、及び 100wt%SMC と同濃度の NaOH, メタケイ酸ナトリウム水溶液を用いて（１）と同じ容器にて洗浄し（各 100cc）、12 時間静置した後，砂礫と洗浄剤を分離した。分離された洗浄剤のうち、SMC については 1N HCl を滴下してゲル化させ，固液分離した。洗浄前後の砂礫，分離前後の洗浄剤の放射線強度を同様に高純度ゲル
マニウム半導体検出器によって測定した。
(3) 減容化試験 3)
放射性セシウムの減容化に関する評価試験として、カリウムイオン電極（Horiba 製 LAQUA F-73, 8202-10C）を用いて、133Cs 標準液(Wako, 030-21341)を用いた中和に

図 2. アルカリ洗浄剤の 137Cs 平均除去率（10wt%,
100wt%SMC, NaOH(pH=14), ケイ酸ナトリウム溶液(pH=14)）5

表 1 SMC と、メタケイ酸ナトリウム溶液における、塩酸中和による 133Cs の減容化試験. 133Cs のイオン濃度はカリ
ウム濃度計を用いて換算し、ppm として測定.
HCl concentration (g)Aqueous sodium
SMC
0.36
3.6
36

metasilicate
7.2
7.5
4.4

しており、実際の使用の際（こすり洗いや高圧洗浄等）にはさらに短時間での効率化が可能であると見込める。

2)(2) 砂利洗浄試験 1,2)
洗浄前後の砂礫の放射性セシウムの除去率を図 2 に示す。測定結果はそれぞれ 7 点測定した平均値をエラーバー付きの棒グラフで表している。これより，濃度が低い場合でも静置するだけで 20%程度の放射性セシウムが除去できている事がわかった。また，同じ pH の水酸化ナトリウム水溶液と比較しても，高い洗浄率を示すことがわかる。また、塩酸による SMC のゲル化処理により、放射性セシウムが固体中に捕捉される（約 94%）事がわかっ
た。

3)

4)

5)

(3) 減容化試験 3)
セシウム標準液による塩酸を用いた減容化試験においては、通常のメタ珪酸ナトリウム水溶液では初期濃度（約 7ppm）から換算するとほとんど液中に残存していたが、一方で SMC を用いた場合、ゲル化によるメタ珪酸ナ
トリウムの析出と一緒にセシウムイオンも析出して液中のイオン濃度が 10%以下に低下している。この結果は不織
布洗浄後液を用いた減容化試験と一致する結果であり、SMC がもつ特性を表したものである（表１)。

6)7)

4. まとめケイ酸ナトリウムを主剤とする洗剤を用いる事で、非常に効率よく放射性セシウムを除染出来る事がわかった。
この溶液は、1wt%程度の溶液であっても通常の水で落ちない放射性セシウムを除染する事が出来るため、将来の同様の複合的災害に使用する事が出来る洗浄剤である。
また、ケイ酸ナトリウム水溶液を使っての砂利洗浄についても初期実験において不織布と同等の洗浄効果が得られることもわかっており、これらの結果から、セシウムが何らかの形でケイ酸ナトリウム水溶液に溶出する可能性が示唆され、今後の応用利用が期待される。また減容化についての実験効果も確認されている事から、水で単純に除染出来ない場所に対する効果がみられ、またその事が現在開始されている都市部・森林部等での除染作業に対する大きな貢献を果たすと考えられる。
参考文献
1)

Y. Ueda, Y. Tokuda, H. Goro, “Remediation
technology for cesium using microbubbled watercontaining sodium silicate, Proceedings ofRadiological Issues for Fukushima’s Revitalized

6

0.4
0.4
0.0
Future, Fukushima, Japan, in print.
Y. Ueda, Y. Tokuda, H. Goto, T. Kobayashi, and Y.
Ono, “Removal of radioactive Cs using aqueous
sodium metasilicate with reduced volumes of waste
solution”, ECS Trans., 58(19), 35 (2014).
Y. Ueda, Y. Tokuda, H. Goto, T. Kobayashi, and Y.
Ono, “Removal of Radioactive Cs from Nonwoven
Cloth with Less Waste Solution Using Aqueous
Sodium Metasilicate”, J. Soc. Remed. Radioact.
Contam. Environ., 1, 191 (2013).
Y. Ueda, Y. Tokuda, S. Fujimura, N. Nihei, and T.
Oka, “Cesium Transfer from Granule Conglomerate
Using Water Containing Nano-Sized Air Bubbles”,
ECS Trans., 50(22), 1, (2013).
Y. Ueda, Y. Tokuda, S. Fujimura, N. Nihei, and T.
Oka, “Removal of radioactive Cs from gravel
conglomerate using water containing air bubbles”,
Water Sci. Technol., 67, 996 (2013).
I. Raskin and B. D. Ensley, Editors, Phytoremediationof Toxic Metals: Using Plants to Clean Up theEnvironment, John Wiley & Sons, New York (2000).
N. Willey, Editor, Phytoremediation: Methods andReviews, Humana Press, Totowa (2007).

低濃度放射性セシウム汚染水の浄化システム
横田かほり1 新井志緒１ 小川秀樹1, 2 中村立子1* 吉田博久11) 首都大学東京 都市環境科学研究科 東京都八王子市南大沢 1-1
2) 福島県林業研究センター 福島県郡山市安積町成田字西島坂 1* ritsuk_n@tmu.ac.jp

低濃度の放射性セシウム（Cs）を含む汚染水から、選択的に放射性Csを選択するフィルターを開発した。
このフィルターは表面状態の異なる二種類の羊毛繊維表面にプルシアンブルー（PB）ナノ結晶を物理的に担持したもの（疎水性;PB-O、親水性;PB-T）で、染色堅牢度試験と溶出シアン試験から羊毛繊維担体からPBが離脱しにくい構造を持つ。このPB担持羊毛フィルターを用いて、三種類の汚染水、燃焼ガス洗浄水（600 L、2 Bq/L、ｐH6）、スラッジ処理水（700 L、1.3 Bq/L、pH7）、燃焼灰処理水（1 L、120 Bq/L、pH10）から放射性Csの除去試験を行った。ろ過時間は、処理量の多い燃焼ガス洗浄水とスラッジ処理水は2時間、燃焼灰処理水は2分である。PB担持羊毛フィルターによるろ過で、水溶液中の放射性Cs濃度は測定下限
値（0.2 Bq/L）以下になった。また、処理によって除去された放射性CsはPB担持羊毛フィルターに吸着されていた。燃焼ガス処理水には油分を含むススが、スラッジ処理水には微細な木屑などが分散していた。燃焼灰処理水には水溶性の放射性Csが含まれている。水素イオン濃度（pH）や放射性Csを含む様々な懸濁物が混合している低濃度の汚染水から、PB担持羊毛フィルターを使うことで効率的に放射性Csを除去する
ことができた。

キーワード 水溶性放射性セシウム，プルシアンブルー染色羊毛フィルター，汚染水処理下）の主な放射性物質は放射性 Cs で、食品規制値に相当する低濃度であっても全体量が多いため、早急な措置が必要である。そのためには低濃度汚染水から選択的に水溶性の放射性 Cs を効率的に吸着するフィルターが必要とされている。イオン化した Cs を選択的に吸着するプルシアンブルー（PB）を利用した特許は、原発事故
後多く出されているが、実用段階までに至るものは少な
い 4-6)。これは PB が顔料であるため、物質に化学結合で担持させることが困難で安定な吸着素材にならないことや、放射性 Cs の吸着量が少ないこと、吸着速度が遅い
ことなどが原因である。
我々は、羊毛の高エネルギー表面層を反応場として利用した PB の二段階反応によって、担体表面に物理的に埋包された PB ナノ結晶を得た 7, 8)。実験室レベルでの吸着特性評価から、この PB 担持羊毛繊維は 5 g で 1 Lの汚染水（100 Bq/L）を 2 分のろ過時間で初期濃度の1/10 にすることが可能である 9)。また、繊維状であるため表面積の広い様々な形状のフィルターに加工することができるのも特徴である。本研究では、PB 担持羊毛フィル
ターを用いて、出自の異なる種々の汚染水の放射性 Cs
除去実証試験の結果を報告する。

1. はじめに
東京電力福島第一原子力発電所事故から 4 年が経過したが、環境中に放出された放射性セシウム(Cs)の多
くは土壌や森林などにいまだに残っている 1)。土壌中でほとんどの放射性 Cs は粘土などに吸着されているため
1)、水系で検出される水溶性の放射性 Cs は少量になった。森林では主に樹木の樹皮や針葉樹の葉などに吸着していて、葉面吸収や経皮吸収あるいは経根吸収によって樹体内部に一部取り込まれている 2)。経根吸収は水溶性の放射性 Cs が土壌中でも存在することを示唆していて、生体系への影響は大きいため、今後も水溶性（イオン状態）の放射性 Cs のモニタリングを継続する必要がある。
福島県の広範囲の市町村では、除染によって生じた
大量の土壌や草木類が放射性廃棄物としてゴムコーティ
ングしたポリプロピレン製コンテナバックに詰められた状
態で、仮置場に保管されている。今後、これらの減容化が焼却によって行われる予定であるが、保管の長期化に伴い草木系廃棄物の生分解によって、水に可溶な形態の放射性 Cs の発生が懸念される。
第一原発敷地内の土壌や建屋を汚染した放射性物
質の一部が、雨水によって敷地外に流出することが発生している。敷地内の雨水の計測では、放射性 Cs の懸濁体に対する溶存体の割合が他の地域よりも高い場合が多く 3)、土壌の汚染濃度が高いことや、地盤保護に敷かれている鉄板など放射性 Cs とイオン交換する可能性のある金属イオン源が多いことも要因として考えられる。
炉心冷却水とは異なりこれらの汚染水（8,000 Bq/kg 以

2. 実験(1) PB 担持繊維フィルター
表面状態の異なる二種類の羊毛繊維の高エネルギー
表面層にフェロシアン化ナトリウムを水溶液から酸性条
件、室温で吸着させた。表面に吸着した過剰な溶液を除去した後、硫酸鉄(Ⅱ)と硫酸アンモニウム水溶液中に浸7

図 2 にろ過システムの外観を示す。2 台のステンレス容器で構成され、右手前の 1 台では大きな粒子径の混合物を二種類のバグフィルターでろ過し、放射性セシウ
ムの除去は左奥の 1 台で行う。1 個の容器内にステンレ
スメッシュかごが 4 台設置されている。各配管系列で流量、圧力をモニターして自動制御している。ステンレス容器内の汚染水を水中ポンプ（KOSHIN ポンスター、
PSK-53210）で吸引して PB-O 繊維の上に均一に降りかかるようにシャワーノズルから放出し、圧力負荷と水深レベルで自動制御されている。汚染水は、所定時間放射性セシウム吸着フィルターを循環することで処理される。

漬、75℃までゆっくり加温して、PB 結晶を得た。PB 担持
繊維を水で洗浄し、乾燥して試料を得た。疎水性表面のPB 担持繊維を PB-O、親水性表面の PB 担持繊維を PBT とする。PB-O と PB-T 繊維の水による接触角は 135°
（PB-O）と 10°以下（PB-T）であった。
PB 担持繊維で作成した布の染色堅牢度試験（JIS L
0844, JIS L 0849）を実施し、洗濯堅牢度及び摩擦堅牢度試験において、各々4 及び 5 級で、市販の染色繊維製品と同レベルの良好な染色堅牢度を持つ。また、両繊維のシアン流出試験を環境省告示 13 号（JIS K 0102)に従って行い 0.1～0.2 mg/L で、水質汚濁防止法におけるシアン化合物濃度（1 mg/L）ならびに福島県条例（0.5mg/L）よりを下回った。これらの試験から PB 担持羊毛繊
維から PB が離脱しないことが示された。

(2) 実証試験
三種類の汚染水を用いて実証試験を行った。2011 年に福島県林業研究センター内で採取したマツ葉 16.5 kg（ 10,000 ～ 30,000 Bq/kg ） 、 ス ギ 樹 皮 （ 10,000 – 15,000
Bq/kg）と広葉樹端材（10 Bq/kg 以下）を 2014 年 7 月に燃焼減容化した時の燃焼ガスを洗浄処理した水（燃焼ガス洗浄水、約 600 L、pH6）、2012 年 5 月に燃焼減容化
した果樹剪定枝の燃焼灰処理水（燃焼灰処理水 1 L、
pH10）、2014 年 3 月に広葉樹の樹皮を酸化アルミナ粉
末分散水の高速ジェットで研磨し、酸化アルミナと樹木ス
ラッジを分離した水（スラッジ処理水、約 700 L、pH7）である。
放射能濃度の測定は、高純度ゲルマニウム半導体検出器（SEIKO EG&G 社製 SEG-EMS）を用いて、固体試料は U8 容器（100 ml）に試料を入れて検出下限値が 1 2 Bq/kg になるように測定時間を 10,000 - 50,000 秒で行った。液体は 2 L のマリネリ容器に入れて、検出下限
値が 0.2 Bq/L になるように測定時間は 10,000 秒で行った。放射能減衰は 2014 年 5 月 1 日を基準日として補正した。

(2) ろ過装置
図 1 にろ過装置の概要を示す。1,100 L（直径：1 m、高さ：1.5 m）のステンレス容器に架台を入れ、その上にステ
ンレスメッシュかごを設置した。ステンレスメッシュかご（直径：30 cm、高さ：50 cm）にポリエチレンテレフタレート製のバグフィルター袋（メッシュサイズ：2 µm、大きさ：250
mmφ、長さ：400 mm）を入れ、バグフィルターの中に 800
g の PB-O 繊維を入れた。必要に応じて 5 g の PB-O な
らびに PB-T をポリエチレンテレフタレート製のメッシュ袋に詰めて、PB-O 繊維の上に置き、吸着放射能濃度を測定し、経時変化及び各々のフィルターの性能を調べた。
ポンプへ
シャワーヘッドPB 染色繊維ステンレスメッシュかご

3. 結果(1) スラッジ処理水 (pH7)
キノコの原木栽培などに利用される広葉樹の樹皮は直接フォールアウトによって汚染されたため、事故前に林内に設置された植菌済みのホダ木から採取されたキノコ
子実体は規制値を超える放射性 Cs が検出されている。
事故直後から福島県産の原木栽培キノコは出荷が制限されている。2011 年の広葉樹の汚染は樹皮と葉が顕著
で、樹木内部の汚染はわずかであった。落葉広葉樹では 2011 年の落葉からは高濃度の放射性 Cs が検出されたが、2012 年以降は落葉の汚染は顕著に減少している。
広葉樹をキノコ栽培用原木や燻製用燃料として用いるには、汚染された広葉樹樹皮表面から放射性 Cs を取り除くことが必要になる。
2012 年 2 月に内閣府の除染実証試験 10)としてウェット
ブラストによる道路除染を、8 月に環境省の除染実証試
験 11)で、ウェットブラストによるがれきの除染を実施した。
ウェットブラストは金属表面の研磨を行う手法で、研磨剤（酸化アルミナなどの無機粒子）を分散した水を高圧で物質にあてて、表面を研磨する手法である。利用する高圧水の圧力と研磨剤を調整することで、コンクリートのようステンレス容器 1,100 L
図 1 ろ過装置模式図 ステンレス容器内のステンレ
スメッシュかごに PB 染色繊維を設置する

図 2 汚染水ろ過システムの外観 右手前のステンレ
ス容器では大きな粒子を取り除き、左奥の容器で放射性セシウムを除去する

8

12)

Radioactivity / Bq

10000
8000
4000
2000

After

BeforeAfer

PB filter

質量換算で 313,650 Bq/kg-DW であった。乾燥後の質量は 1～2 g であった。不完全燃焼によって生じたススは洗浄水の他に燃焼炉からスクラバーまでの煙道に付着していて、放射性廃棄物を処理する燃焼炉では燃焼炉と煙道の汚染レベルを監視する必要がある。

Radioactivity / Bq

12000

Filtercontamination

11082

10173

10000
8000
6000
4000
2000

N.D

137

36

図 5 燃焼ガス洗浄水の洗浄水の放射能濃度変化と各フィルターに付着した放射性 Cs 濃度
洗浄水に含まれた高濃度の放射性 Cs を含むススが付着した PB-O フィルターを回収して、ススが付着した部分と付着していない部分に分けて、放射能濃度測定を行った。同時に 5 g のモニター用 PB-O と PB-T フィルターの濃度を測定した。洗浄水と各フィルターの放射性 Cs 量を
図 5 に示す。PB-O(R)はススが付着したフィルターの濃度で換算した場合で、PB-T、PB-O は 5 g のフィルターでの値である。フィルターに付着したススは油分を含み粘性があり、フィルターの目詰まりの原因となる。洗浄水の分散する油性成分を除去するために疎水性の繊維状オ
イルフィルターを併用するなどの対策が必要である。
フィルターの容積が大きい場合は、場所によって放射性 Cs 濃度が異なるため吸着速度や吸着量の評価が困難である。そのため本試験では 5 g のモニター用 PB-Oと PB-T フィルターを用いて場所と時間を共通にして、フィルターの洗浄水に対する放射性 Cs 吸着特性を評価した。PB-O よりも PB-T が 3～4 倍の吸着量で、これは水処理の場合、親水性表面のフィルターでは接触面積が広くなるためと考えられる。
木質系廃棄物が不完全燃焼すると、リグニン成分の熱分解によってカルボン酸（木酢と称される複数の有機酸）が生成する。弱酸性条件（pH6）で油性成分を含む低濃N.D

BeforeN.D

Filtercontamination

図 4 燃焼ガス洗浄水の放射性 Cs 除去試験結果

0

Water
contamination

Water
contamination

6000

0

樹木表面に対するウェットブラスト条件の最適化によって、樹皮表面の約 2 mm を研磨することで樹皮に吸着した放射性 Cs の約 80％を除去することができた。樹木除染では除去された放射性 Cs に加え、研磨剤や樹皮の削りかすがスラッジとして処理水に混在する。第一段階では処理水中の固形物を、湿式サイクロンと粗いメッシュサ
イズのバグフィルターで分離し、第二段階で処理水中の放射性 Cs を吸着除去する。放射性 Cs の大部分は第一段階でろ過したスラッジに含まれていて、スラッジを除いた処理水の濃度は 1.3 Bq/L であった。
第二段階でのスラッジ処理水（700 L、1.3 Bq/L、pH7）のろ過を 2 時間行った。処理前後での処理水中の放射性 Cs 量を図 3 に示す。低濃度ではあるが、PB-O フィル
ターで検出下限値（0.2 Bq/L）以下になった。スラッジ処
理水から除去された放射性 Cs のほぼ全量が PB-O フィ
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0

12000
Radioactivity / Bqに固い物質から木材のように柔らかい物質まで研磨することが可能である。
がれきの除染をしている時にあぶくま広葉樹活用組合と共同で、ウェットブラストをキノコ原木の表面の除染に応用する可能性を検討した。空間線量の異なる森林から集めたコナラの表面を手動ウェットブラストで研磨し、表面線量計を用いて除染効果を検討したところ、キノコ原
木の表面除染に有効な手法であることが明らかになった。

PB filter

図 3 スラッジ処理水の放射性 Cs 除去試験結果
700 L の処理水を 2 時間 PB-O フィルターでろ過
ルターに吸着した。
(2) 燃焼ガス洗浄水 (pH6)
マツ葉を燃焼した燃焼ガスには油分を含むススが混合していて、燃焼が終了した直後の洗浄水の表面には空気相を取り込んだ発泡状態のススが浮かんでいた。燃焼後 1 晩放置して、処理水上のススを取り除いた洗浄水（約 600 L、2 Bq/L、ｐH6）から放射性 Cs の除去試験を行った。ろ過時間は 2 時間で、ろ過前後での洗浄水中の放射性 Cs 量を図 4 に示す。洗浄水中の放射性 Cs はろ過によって検出下限値以下（0.2 Bq/L）になったが、PB-O
フィルターの放射能量はろ過前の洗浄水中の放射能量よりも低い。これは油分のあるススの一部が洗浄水に含まれていて、これがバグフィルターや PB-O フィルターの一部に付着したことが原因であると考えられる。
洗浄水の表面から回収したススの放射能濃度は、乾燥

9-np/handouts/2015/images/handouts_150325_04-j.pdf
4) 斉藤恭一, “福島第一原発汚染水処理用の吸着繊維の放射線グラフト重合法による実用化”, 平成 27 年
(3) 燃焼灰処理水（pH10）
度繊維学会年次大会, 船堀,10-12 June 2015, 2D08
ブドウ果樹園の剪定枝ならびに汚染した樹木を燃焼減
5) D. Parajulu, A. Kitajima, etc., “Prussian Blue
容化した時の燃焼灰から抽出した処理水（1 L、118 Bq/L、Nanoparticles for the Enrichment of RadioactiveｐH10）からの放射性 Cs 除去試験をカラムろ過法で行っCesium in Solutions”, WM2013 Conference, February
た。処理水は分散している燃焼灰を 1 µm のろ紙で除去
24-28, 2013, Phoenix, Arizona USA, 13275
6) 南公隆, 川本徹 他, “放射性物質の処理方法およびし、イオン性の放射性 Cs のみを含む。放射性 Cs 除去は処理システム”, 特開 2014-066647
5 g の PB-O と PB-T フィルターを用いてろ過速度 500
7) 塩野剛司, 福西興至, “放射性セシウム吸着性布帛”,
ml/min で行った。
特開 2013-61220
PB-O と PB-T を使った場合のろ過前後での洗浄水中
8) 特許願 2014-0023の放射性 Cs 濃度を図 6 に示す。同じろ過条件での放射9) K. Yokota, etc., “Prussian blue dyed wool and its
性 Cs の除去効率は、PB-O が 30 %、PB-T が 90 %で親
decontamination ability for radiocesium”, International
水性フィルターの除去効率が高い。また汚染水から除去
Symposium on Fiber Science and Technology 2014,
された放射性 Cs はほぼ全量がフィルターに吸着されてSeptember 28 to October 1, PG3-01
いた。
10) 内閣府原子力被災者生活支援チーム, “平成 23 年
140
度「除染技術実証試験事業」の結果概要”,
http://josen.env.go.jp/material/link/pdf/20120501_02.pdf
12011) 松原幸人 他, “ウェットブラスト除染技術の実証”,
100
Radioactivity / Bq

度汚染水から効率的に放射性 Cs を除去することが可能
であった。

Water
contamination

Water
contamination8060Filtercontamination

40

Before

After

PB-O

PB filter12) 鈴木金一 他, “ウェットブラストによるシイタケ原木の除染”, 第 63 回日本木材学会, 盛岡, 27-29
March p.82

Filtercontamination

20
0

デコミッショニング技法 環境回復技術開発
特集号, 12 (2013)

BeforeAfter

PB filter

PB-T

図 6 PB-O ならびに PB-T をフィルターとして使用した時の果樹剪定枝を燃焼減容化した時に発生した燃焼灰処理水の放射性 Cs 除去試験結果

4. まとめ表面特性の異なる羊毛の高エネルギー表面相で PB合成を行うことで、PB の微結晶を表面に担持した二種類（疎水性と親水性）の PB 担持羊毛繊維フィルターを作成した。このフィルターを使って水素イオン濃度（pH）と様 々 な 懸 濁 物 が 混 合し てい る 三 種 類 の 低 濃 度（ 120
Bq/L 以下）汚染水を用いて、放射性 Cs の除去を行った。
条件の異なる低濃度汚染水から放射性 Cs を効率的に除去することができた。本技術は今後の福島における除染活動の推進に大きく貢献できると考えられる。

5. 参考文献
1) 吉田博久, “原発事故による土壌と植物の汚染分析”,
ケミカルエンジニアリング, 250 (2012)2) 小川秀樹 他, “東京電力福島第一原子力事故由来の放射性物質によるスギの初期汚染状況”, 福島県
研究報告3) 東京電力株式会社, “K 排水路に関する調査と今後の対策について” http://www.tepco.co.jp/nu/fukushima

10

2011 年に採取した福島環境試料中の放射性セシウムの同位体比
窪田卓見*1 芝原雄司1 太田朋子2 福谷哲1 藤井俊行1
高宮幸一1 水野哲3 山名元11) 京都大学原子炉実験所 大阪府泉南郡熊取町朝代西２丁目2) 北海道大学工学研究院 北海道札幌市北区北１３条西８丁目
3) 福島県生活環境部 福島県中町８番２号* t_kubota@rri.kyoto-u.ac.jp

福島第一原発事故により環境中に放出した放射性セシウムの同位体比を、ゲルマニウム半導体検出器
および表面電離型質量分析計（TIMS）により測定した。事故発生直後の同位体比を得るため、2011年5月
から9月に採取した環境試料（土壌、リター、海藻および海水）を分析した。土壌、リター、海藻は灰化後、硝酸に溶解しリンモリブデン酸アンモニウムにより、セシウムを精製した。海水中のセシウムはAMP-PAN樹脂（Eichrom Technologies社）を用いて回収した。セシウム同位体比は、試料の種類や採取場所によらず同じ値となり、2011年3月11日に補正して、134Cs/137Csおよび135Cs/137Csはそれぞれ、0.07および0.36となった。
大気核実験由来の値は、それぞれ0および2.7であり、福島第一原発事故由来のものと異なる。セシウム同位体比の値は由来により異なるため、特に134Csが減衰した後では、135Cs/137Csの同位体比が環境試料中の放射性セシウムの起源の推定には重要な値となる。

キーワード セシウム135, セシウム137, セシウム同位体比, 表面電離型質量分析計, 福島第一原発事故
果として放射性セシウムを生成するが、両者において生成の履歴が異なるため、同位体比（ 134Cs/137Cs および135
Cs/137Cs）は異なる。134Cs（T1/2 = 2.065 y）は、核分裂により直接生成されるものはほとんどなく、核分裂で生成する 133Cs が長期間の中性子照射を受けて生成する。それゆえ、短時間のうちに核分裂反応が終わる核実験では
134
Cs の生成は無視できるため、134Cs の存在は、原子炉由来の放射性物質であることを示す。135Cs（T1/2 = 2.3×
106 y）は、137Cs（T1/2 = 30.08 y）と同様に核分裂によって直接生成されるが、原子炉由来と核実験由来では
135
Cs/137Cs の同位体比が異なる。135Cs の親核種である
135
Xe は巨大な中性子吸収断面積を持つため、原子炉の様に継続的に中性子の照射を受けるような環境では、その一部が核反応し 136Xe となり結果として 135Cs の生成量が減る。また、135Xe が比較的長い半減期（9.14 時間）を持つことも、この 135Cs 生成量減少に寄与する。つまり、
135
Xe として原子炉内に存在する時間が長いので、135Csに壊変する前に、中性子を吸収して 136Xe になる割合が増加することになる。ゆえに、放射性セシウムの同位体比を分析することで、その放射性物質の由来を推定できる。
放射性セシウムの同位体比は、ガンマ線スペクトロメトリ
ーと質量分析法により測定できる。ガンマ線スペクトロメト
リーでは、原理的には非破壊分析として、 134Cs および137
Cs の測定が可能である。ただし、ベータ線のみを放出
する 135Cs の測定は行えない。また、134Cs が減衰すると、同位体比分析が不可能となる。質量分析法では、化学処理によるセシウムの精製が必要となるが、 134Cs、 135Cs
および 137Cs の測定が可能である。134Cs が減衰しても、

1. 序論
2011 年 3 月 11 日に発生した東北地方太平洋沖地震に伴う津波により、福島第一原子力発電所から大量の放射性物質を放出する事故が起きた。比較的揮発性の高いセシウムが事故原発より放出し、主として降雨により東日本に広く沈着することになった 1-3)。事故後、数カ月経過すると、空間線量に支配的に寄与するのは放射性セシウムとなったが、原発事故以前から日本には人工の放射性物質が降下していた。その大部分は、大気圏核実
験によるものである 4)。また、毎年春に日本へ飛来する黄砂も核実験由来の放射性物質により汚染されている 5)。
今後、日本およびその周辺において大規模な放射性物
質の放出を伴う原子力災害が発生しなければ、日本で検出される放射性物質の由来として、大気圏核実験と福島第一原発の 2 つを考えることになる。ある場所において検出された放射性物質が大気圏核実験由来と判別できれば、その場所では原発事故の影響を受けていない、
つまり福島原発事故以前の状況と変わっていないと言える。長期間にわたり、福島原発事故由来の放射性物質の移行挙動を把握することは、事故の終息を判断する材料のひとつとなる。 西日本など福島原発事故の影響が少ない地域で発見される放射性物質が核実験由来か福島原発事故由来かを判断できることは、これからの福島を考える上で重要なことである。
核分裂反応を利用することで、複数の放射性セシウムが生成する。原子炉も核実験も核分裂の利用であり、結11Cs を用いて同位体比測定が行える。質量分析法は、同重体による測定の妨害を考慮する必要がある。本研
究で用いる TIMS は、測定対象を熱でイオン化させて分析を行う。同重体（バリウム）は、イオン化する温度がセシウムと異なるため、この温度を制御することで同重体の影響を抑えた分析が行える 6)。134Cs が減衰した後でも同位体比分析が行える TIMS は、福島原発事故発生から長期間にわたる環境試料の分析に適している。
TIMS による汚染源の推定には、福島原発事故当時の同位体比が初期値として必要となる。さまざまな試料中（土壌だけでなく、海藻や海水等）の初期値を確定することは、セシウムの動態を考える上で重要である。本研究では、2011 年に福島県内で採取された環境試料の同位体比をガンマ線スペクトロメトリーと TIMS により算出する。
135

2. 材料と方法

Intensity (arbitrary unit)

環境試料は 2011 年 5 月から 9 月にかけて採取を行い、そのうちの 4 試料について分析を行った。リター試料は、放射性物質による著しい汚染を受けた飯舘村長泥地区の国道 399 号線沿いにおいて採取を行った。海水試料および海藻試料は、いわき市の松下海岸において採取した。土壌試料は、福島県庁の試料採取地点のひとつであり、また原発事故の汚染が少ない桧枝岐村において採取した。
採取した試料は、以下の処理を施した後、分析を行った。土壌試料は、105℃で乾燥させた後、フルイ（2 mm）
にかけて小石や木の根等のゴミを取り除き、450℃で灰化処理を行った。リター試料は、乾燥後、ピンセットによりゴミを除去したのち、灰化処理を行った。海藻試料は特に洗浄処理を施さず、乾燥および灰化処理を行った。これら灰化した試料は、硝酸で処理した後、リンモリブデン
酸アンモニウムを用いてセシウムの精製回収を行った。
海水試料は、0.1 M HNO3 溶液に調製したのち、AMPPAN 樹脂に通し、セシウムを吸着させた後、アンモニア
水で溶離することで精製回収を行った 6)。
試料中の放射性セシウム同位体比は、ガンマ線スペク
トロメトリーおよび TIMS 測定から求めた。ガンマ線スペク
トロメトリーでは、高純度ゲルマニウム半導体検出器を用
い、標準線源（137Cs および 60Co）を用いて検出効率の校正を行った 7)。試料と測定器との間を離すことで、134Cs のコインシデンス・サム効果の影響を抑えた。測定により得た放射能比と半減期の値から、134Cs/137Cs の同位体比を算出した。TIMS 測定では、2 つの同位体比（134Cs/137Cs
および 135Cs/137Cs）を測定した。測定の効率を上げるた
めに、試料に酸化タンタルを添加した 6)。

害した。しかし、135Cs および 137Cs の分析には影響せず、両方のピークを検出できた。質量数 136 の位置に、小さなピークが見られ、136Ba の寄与が考えられる。バリウムの同位体比 138Ba/136Ba は 9.1 であるが、質量数 138 の位
置には、質量数 136 のピークを卓越するピークがみられないことより、質量数 136 のピークはバリウムの影響ではないと判断できる。本研究の TIMS 測定では、バリウムの同重体（134Ba、135Ba および 137Ba）の影響を受けることな
く、セシウム同位体比分析を行えた。
放射能測定および TIMS 測定により得られたセシウム
同位体比および試料採取地点（福島第一原発からの方位と距離）を表 1 に示す。また、先行研究の結果 6)もあわせて記載する。TIMS による海水のセシウム同位体比（ 134Cs/137Cs）の値が無いのは、前述の通り、天然セシウ
ム（133Cs）による妨害のためである。土壌および海藻のセシウム同位体比については、妥当なマススペクトルが得られなかったため、同位体比を算出していない。原因は

134

135
136
137
Atomic mass unit

138

139

134

135
136
137
Atomic mass unit

138

139

Intensity (arbitrary unit)

133

x10

133

図 1 TIMS 測定によるマススペクトル 8)（上）リター、（下）海水3. 結果と考察
図 1 に TIMS 測定で得られたリターおよび海水のマス
スペクトルを示す。リター試料は放射性セシウムの比放射能が高いため、134Cs、135Cs および 137Cs のピークを検出できた。一方、海水試料は比放射能が低いため、放射性セシウムに対して天然の 133Cs の割合が大きくなる。そのため、133Cs のピークのテール部分が 134Cs の測定を妨

12それぞれ、セシウム回収量の不足およびセシウムの精製
純度の不足である。これら以外の試料については、
134
Cs/137Cs および 135Cs/137Cs の同位体比は試料によらず、0.07 および 0.36 であった（2011 年 3 月 11 日に減衰補正）。これらの値が福島第一原発事故由来のセシウム同位体比となる。134Cs/137Cs の同位体比について、ガンマ放射能測定と TIMS の結果を比較すると、TIMS による測定結果が高精度の値を得ることができた。また、
TIMS で得られた 135Cs/137Cs 同位体比は、ICP-MS/MS
により測定された値（0.333 ˗ 0.375） 9)ともよく一致した。
試料の種類によってはセシウム精製方法を改良する必要があるが、原発事故由来の放射性セシウ同位体比（特に 135Cs/137Cs）の値を示すことができた。
福 島 第 一 原 発 事 故 由 来 の 134Cs/137Cs お よ び
135
Cs/137Cs は、前述の通り、それぞれ 0.07 および 0.36 と求められた。一方で、核実験由来の同位体比はそれぞ
れ 0 および 2.7 である 6)。セシウム同位体比が起源により異なるので、同位体比分析によりその由来を推定できる。
134
Cs を放射能測定により検出できる間は、原発事故由来の放射性セシウムの存在を容易に言及できるが、事故から 10 年経過した 2021 年には、その放射能は 1/30 程
度となり、多くの試料においてその検出が困難となる。
2021 年において、福島第一原発由来および核実験由来の 135Cs/137Cs はそれぞれ 0.44 および 3.40 となる。135Cs
および 137Cs の半減期は長いため、TIMS により 137Cs を検出できる試料であれば 135Cs も検出できるので、セシウ
ム同位体比（ 135Cs/137Cs）から汚染の由来を推定できる。
TIMS は高精度の測定が行えるので、放射性セシウムの由来を推定するための強力なツールとなることが期待さ
れる。

4. 結論
半減期の長い 135Cs の分析から放射性セシウムの起源を推定する方法を検討するために、2011 年に福島県内で採取し た環境試 料の同 位体比（ 134Cs/137Cs お よび
135
Cs/137Cs）の値を TIMS により測定した。得られた値とガンマ線スペクトロメトリー（134Cs/137Cs）との比較から、TIMS
による環境試料中のセシウム同位体比分析が可能であるこ とが示さ れた。また、放射性セシウム の同位体比（ 135Cs/137Cs）の値は福島第一原発事故由来と大気圏核実験由来で異なることより、TIMS による汚染源の区別が可能であることが示された。原発事故由来の放射性セシ
ウムの移行挙動は、福島の復興を考える上で重要なテーマであるが、TIMS を用いたセシウム同位体比の分析結果が有用な情報を与えると期待できる。

謝辞
本研究は、原子力安全基盤科学研究プロジェクトとして実施されたものである。
参考文献
1) K. Hirose, "2011 Fukushima Dai-ichi nuclear power
plant accident: summary of regional radioactive
deposition monitoring results", J Environ Radioact,
111, 13 (2012).
2) T. Ohta et al, "Prediction of groundwatercontamination with 137Cs and 131I from the Fukushima
nuclear accident in the Kanto district", J Environ
Radioact, 111, 38 (2012).
3) K. Tagami et al, "Specific activity and activity ratiosof radionuclides in soil collected about 20 km fromthe Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant:
Radionuclide release to the south and southwest", Sci
Tot Environ, 409, 4885 (2011).
4) K. Hirose et al, "Analysis of the 50-year records ofthe atmospheric deposition of long-lived radionuclides
in Japan", App Radiat Iso, 66, 1675 (2008).

表 1 環境試料中のセシウム同位体比 8)

セシウム同位体比 134Cs/137Cs

試料採取地点
福島第一原発からの位置

ガンマ放射能測定

TIMS

セシウム同位体比
135Cs/137Cs

土壌0.059± 0.005

Not Detected

Not Detected

WSW, 160 km

リター

0.073± 0.001

0.0691± 0.0014

0.3574± 0.0020

NW, 34 km

海藻0.067± 0.003

Not EvaluatedNot Evaluated

SSW, 55 km

海水0.068± 0.003

Not Evaluated

0.3617± 0.0051

SSW, 55 km

植物0.069± 0.009

0.0722± 0.0004

0.3622± 0.0006

NW, 42 km

樹皮

0.067± 0.002

0.0698± 0.0005

0.3663± 0.0005

NNW, 3 km

根

0.069± 0.001

0.0684± 0.0008

0.3586± 0.0008

WNW, 8 km

コケ

0.070± 0.000

0.0713± 0.0003

0.3663± 0.0007

SSW, 2 km

試料

13

参考文献

本研究

6)

5) T. Fukuyama et al, "Contribution of Asian dust to
atmospheric deposition of radioactive cesium (137Cs)",
Sci Tot Environ, 405, 389 (2008).
6) Y. Shibahara et al, "Analysis of cesium isotope
compositions in environmental samples by thermal
ionization mass spectrometry – 1. A preliminary study
for source analysis of radioactive contamination in
Fukushima prefecture", J Nucl Sci Tech, 51, 575(2014).
7) T. Kubota et al, "Removal of radioactive cesium,
strontium, and iodine from natural waters using
bentonite, zeolite, and activated carbon", J Radioanal
Nucl Chem, 296, 981 (2013).
8) T. Kubota et al, "Isotopic ratio of 135Cs/137Cs inFukushima environmental samples collected in 2011",
Radiological Issues for Fukushima's Revitalized
Future (Ed. T. Takahashi), (in press).
9) J. Zheng et al, "135Cs/137Cs Isotopic Ratio as a New
Tracer of Radiocesium Released from the Fukushima
Nuclear Accident", Environ Sci Tech, 48, 5433
(2014).

14福島県下で採取した環境試料中のセシウム・ストロンチウム
分析への質量分析法の適用性の検討
芝原雄司1*，窪田卓見1，福谷哲1，藤井俊行1，高宮幸一1，太田朋子2，柴田知之3，
芳川雅子3，紺野慎行4，水野哲4，山名元11) 京都大学原子炉実験所 大阪府泉南郡熊取町朝代西 2 丁目2) 北海道大学大学院工学研究院 北海道札幌市北区北 13 条西 8 丁目3) 京都大学地球熱学研究施設 大分県別府市野口原 3088-176
4) 福島県原子力安全対策課 福島県福島市杉妻町 2-16
* y-shibahara@rri.kyoto-u.ac.jp

表面電離型質量分析装置（TIMS）を用いた質量分析法の福島第一原子力発電所事故評価への適用性についての検討を行った．環境試料中のCsおよびSrの質量分析を行うための各元素の回収・分析法を検討するために，京都大学研究用原子炉での天然Uの中性子照射により生成した放射性CsおよびSrの分析を行った．その後，今回検討した手法の福島県で採取した環境試料分析への適用性を検証した．

キーワード 福島第一原子力発電所事故，ストロンチウム，セシウム，クロマトグラフィー，質量分析法，同位体比

1. はじめに

2. 実験

福島第一原子力発電所事故による放射性核種である核分裂生成物および核燃材料物質の放出後の環境動態解析や起源解明等の評価のため，現在，核分裂生成物から Cs および Sr，核燃材料物質から U および Pu に注目した同位体比の測定による分析を進めている．
放射性 Cs の分析に関して，134Cs (T1/2 = 2.06 y)および 137Cs (T1/2 = 30.2 y)が γ 線測定を基に進められている．放射性 Cs に関しては，135Cs (T1/2 = 2.3×106)も生成されている．134Cs および 137Cs に加えて 135Cs も測定することで，3 種の核種の比から，放出源の特定な
どの詳細な分析ができる 1)と期待できるがその半減期の長さから放射線計測による分析が難しい核種となる．一方，放射性 Sr の分析に関して，90Sr (T1/2 = 28.9y)が β 線測定を基に進められている．β 線測定により，量的な評価は可能となるが，この測定には 90Sr と 90Yとの平衡を待つ必要がある等の課題がある．
質量分析装置を用いた分析方法は長寿命核種やエ
ネルギー分解が難しい β 核種等の分析に適した方法であるが，福島第一原子力発電所の事故評価に関した報告例はまだ少ない．本研究は，同事故により放出された放射性核種の分析法として質量分析法を適用することにある．そのため，まず京都大学研究用原子炉での中性子照射による放射性 Cs および Sr の生成を行い，生成した核種の分離・分析法の検討を行った．次に，検討した分離・分析法の福島県で採取した環境試料の分析への適用を試みた．

(1) 京都大学研究用原子炉での天然 U の中性子照射
天然 U（UO2）10 mg を京都大学研究用原子炉で中性子照射（中性子束密度：5.5×1012 n s-1 cm-2，照射時
間：3 hr）し，濃硝酸に溶解・乾固した．ORIGEN-II
コード 2)を用いた計算より，放射性 Cs および Sr の主要核種の生成量はそれぞれ 7.4×10-11 g (137Cs) and4.5×10-11 g (90Sr)と見積もられる．
照射 U を 2 日間の静置の後に 8M 硝酸で溶解・乾固し，再度 8M 硝酸で溶解した．H2O2 を加えて 8M
硝 酸 /0.3%H2O2 溶 液 に 調 製 し た も の か ら ，
UTEVATM-resin を用いた抽出クロマトグラフィーによる U，Pu などのアクチニド元素の分離 3)を行った．
その後，Sr-resin5)およびリンモリブデン酸アンモニウ
ム（AMP）を用いた Sr および Cs1)の回収を行った．
回収した Sr および Cs はそれぞれ乾固の後に 10μL お
よび 20μL の 1M 硝酸で再度溶解し，質量分析用試料とした．
Sr および Cs の質量分析は，質量分析用試料をそれ
ぞれ 1μL を TaO とともにフィラメントに塗布し，TRITON-T1 を用いて行った．なお，各元素の主要核種の生成量と質量分析用試料の使用量との関係より，
分析は二次電子増倍管（SEM）検出器を用いて行った．また，Sr の質量分析においては，SRM987 を標準試料として用いた．

15(2) 福島県で採取した環境試料の分析
環境試料として，2012 年 11 月と 2013 年 5 月に採取した植物試料を準備した．これらの環境試料は図 1に示すポイントから採取している．水洗い・乾燥をいのでファラデーカップ検出器を用いて行った．
3. 結果と考察

0.25μSv/h

2.5μSv/h(1) 照射した天然 U から回収した Cs および Sr
照射した天然 U から回収した Cs および Sr のマス
スペクトルを図 2 に示す．
Cs のマススペクトル観測（図 2(a)）では，135Cs，136
Cs(T1/2 = 13.2 d)および 137Cs のピークを観測した：
134
Cs は，本照射条件では生成量が極微量であったた
め，観測できない：134Cs の主要な生成過程は，U の核反応により生成した安定同位体である 133Cs の中性
子捕獲によるものであるので，今回の照射条件では
134
Cs の 生 成 は 検 出 下 限 以 下 と な る ． 上 述 のORIGEN-II コード 1)による生成量の評価結果とフィラメントへの塗布量との関係より，3.7×10-12 g 程度
（137Cs として）の塗布による同位体比分析では，小数点以下 4 桁目まで求めることができることを確認した：135Cs/137Cs = 0.9103±0.0008（±2σ）．
Sr のマススペクトル観測（図 2(b)）では，照射後2.6 日目では 89Sr（T1/2=50.5d），90Sr に加えて，91Sr（T1/2=9.5h）のピークも観測した．各同位体のピークは照射後の時間の経過とともに変化し，31 日後では
91
Sr が 574 日後には 89Sr がそれぞれ検出下限以下となった．Cs の場合と同様に，ORIGEN-II コードによる生成量評価とフィラメントへの塗布量との関係より，
4.5×10-12 g 程度（90Sr として）の塗布による同位体比
分析では，小数点以下 4 桁目まで求めることができることを確認した：89Sr/90Sr = 0.7949±0.0003（±2σ）．
Cs，Sr ともに主要核種が 10-12 g 程度の塗布では十分な強度のスペクトルを観測することができることを確認できる．この時，図 2(a)および(b)の副成分核種である 136Cs および 91Sr はそれぞれ 5.5×10-14 g お
よび 4.0×10-14 g であるので，同程度の量までは検出が可能であると推測できる．また，質量分析法による Cs の 分析 では， 135Cs/137Cs 比 を用いた場合 ，134
Cs/137Cs 比を用いた場合より 10 倍以上の期間 Cs の観測が可能となる．

0.6μSv/h

6.0μSv/h

ITT

12μSv/h

FTB35

FTB
1F
OKM

図 1 試料採取場所と空間線量率．
空間線量率は 2011 年 6 月当時を示す 4)．
済ませた環境試料 2.5g を 873K で灰化させ，濃硝酸を加えた後に 403K で乾固させた．その後，20mL の
8M 硝酸で溶解し，上述の方法を用いて Cs および Srを回収した．
Sr の同位体比分析のために，ICP-QMS を用いた 88Srの定量とチェレンコフ光測定による 90Sr の定量 5)を行った．一方，Cs はγ線測定による定量を行った．
Sr の質量分析は，88Sr を 50ppm・1M 硝酸溶液に調製し た 試 料溶 液 を用 い ， Cs の 質 量 分 析は 137Cs を5000Bq/mL・1M 硝酸に調製したものを用いた．上述と同様，放射性 Sr および Cs の質量分析は SEM を用いて行ったが，安定同位体の質量分析は存在量が多Intensity (arb)

(a)

x10

x10
134

135

136

137

(2) 環境試料から回収した Cs および Sr
図 1 に示す 4 か所で採取した植物試料中 Cs の質量分析の結果（表 1），照射した天然 U より回収した
Cs（図 2(a)）では観測されなかった 134Cs を確認した
1, 6)．また，134Cs/137Cs 同位体比から得た放射能比として 1.000～1.055（2011 年 3 月 11 日換算）を得た．この値は，ORIGEN-II コードを用いた福島第一原子力発電所での生成量の計算結果 7)の示す範囲と一致しており，観測した 134Cs は同発電所由来のものであると確認できる．一方，135Cs/137Cs 比 0.359～0.367 の範囲を示した（2011 年 3 月 11 日換算）．こちらの値も134
Cs/137Cs と同様同発電所由来ものと一致している．
また，日本国内で観測しうる放射性 Cs の起源として，
同発電所事故以外にはチェルノブイリ原子力発電所事故および核実験によるフォールアウトの 2 成分が考えられるが，観測した 135Cs/137Cs 比はこれら 2 つの成分（チェルノブイリ原子力発電所事故：～0.5，核138

Atomic mass [u]Intensity (arb)x10
2.6 days laterx100

30.6 days later(b)
84

573.9 days later
85

86

87

88

89

90

91

Atomic mass [u]図 2 Cs および Sr のマススペクトル 6)．(a)Cs，(b)Sr．Sr のマススペクトルのうち，最上段の安定同位体は SRM987 標準試料を用いて観測した．

16

1) Shibahara Y., Kubota T., Fujii T., Fukutani S.,

実験：～2.7．ともに 2011 年 3 月 11 日換算）とは異なっている．このため，134Cs が検出できない条件下（134Cs の消失後，あるいは放射能濃度が極めて低い場合など）でも 135Cs/137Cs 比による福島第一原子力発
電所由来の放射性 Cs の分析が可能となる．

2)

表 1 Cs 同位体比測定結果
134
135
Sample ID
Cs/137Cs**
Cs/137Cs***
OKM01*
1.040(3)0.3669(2)OKM02
1.037(3)0.3655(3)FTB*
1.020(7)0.3663(5)FTBR35*1.000(12)0.3586(8)ITT*1.055(5)0.3662(6)*：参考文献 1)より抜粋．
**：放射能比（2011 年 3 月 11 日換算）．
***：同位体比（2011 年 3 月 11 日換算）．

3)4)

Cs と同様に分析した植物試料中の Sr の質量分析では，安定同位体である 87Sr/86Sr 比に差は見られたが，放射性 Sr は検出下限以下であった 6)．今回観測した 5)87
Sr/86Sr 比が福島第一原子力発電所事故により放出されたものである場合，数 10 MBq/g の 90Sr が存在す
る必要があるが，チェレンコフ光測定でも 1 Bq/g 以
下であることを確認しているため 4)，植物が生息して 6)いる土壌等の他の要因が関与していると思われる．
また，照射した天然 U より回収した Sr の質量分析の結果，放射性 Sr 同士での分析は 580 日以降では難し
いことを確認している．このため，安定同位体を用いた分析等が必要になるが，本分析法でのダイナミ
ックレンジの関係から，検出は放射性 Cs の場合よりも難しくなることが予測される．
4. まとめ
福島第一原子力発電所事故により環境中に放出された Cs および Sr の分析への質量分析法の適用性を検討するため，京都大学研究用原子炉での U の中性
子照射による放射性 Cs および Sr の生成を行い，Cs
および Sr の分離・分析プロセスの検討を行った．両元素共に 10-14 g 程度の塗布量の核種を検出可能であることを確認した．
検討した方法を福島県下で採取した植物試料に適用し，Cs および Sr の分離・分析を試みた．Sr の分析
では，福島第一原子力発電所事故による放射性 Sr を今回分析した試料からは確認されなかった．分析方法のさらなる検討により，検出下限の改良が期待できる．Cs の分析の結果，同事故に由来する放射性 Csを観測し同方法の有用性を確認した：①134Cs，135Cs，
137
Cs が確認できている期間中は，134Cs/137Cs および135
Cs/137Cs の放射能比および同位体比の 2 次元分析による放出源の同定，②134Cs が検出下限以下になった
場合でも，135Cs の分析より，同事故に由来する放射性 Cs の分析が可能であることを確認した．

7)

参考文献

17

Ohta T., Takamiya K., Okumura R., Mizuno S.,
Yamana H. (2014) J. Nucl. Sci. Technol. 51:
575-579.
Shibahara Y., Kubota T., Fujii T., Fukutani S.,
Ohta T., Takamiya K., Okumura R., Mizuno S.,
Yamana H. (2015) J. Radioanal. Nucl. Chem.,
303: 1421-1424.
Ludwig S. B., Renier J. P. Standard- andExtended-Burnup PWR and BWR Reactor
Models for the ORIGEN2 Computer Code: Oak
Ridge National Laboratory; 1989, ORNL/TM11018.
http://www.mext.go.jp/b_menu/shingi/chousa/
gijyutu/017/shiryo/__icsFiles/afieldfile/2011/0
9/02/1310688_1.pdf (accessed on Dec. 16,
2013).
Kubota T., Shibahara Y., Fujii T., Fukutani S.,
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Shibahara Y., Kubota T., Fukutani S., Fujii T.,
Takamiya K., Ohta T., Shibata T., Yoshiwaka
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of cesium and strontium in environmental
samples obtained in Fukushima prefectureAnalysis of Cesium Isotope Compositions inEnvironmental Samples by Thermal Ionization
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Fukushima's Revitalized Future, Springer, inpress.
Nishihara K., Iwamoto H., Suyama K. (2012)
JAEA-Data/Code 2012-018 [in Japanese]

福島県林業研究センターにおける幹材部からの放射性セシウム除去の試み
小川秀樹1, 2) *、伊藤博久1)、村上香1)、横田かほり2) 、新井志緒2) 、吉田博久2)1)福島県林業研究センター
2)首都大学東京大学院都市環境科学研究科* ogawa_hideki_01@pref.fukushima.lg.jp

福島県林業研究センターでは木材に含まれる放射性セシウム (Cs) を除去あるいは低減する方法
について様々な検討を行っている。既報の小試験体を用いた試験では、65 ℃あるいは90 ℃の乾燥により小試験体表面への放射性Csの移動が確認され、また小試験体を各種溶液に浸漬することで溶液中に放射性Csが溶出することを確認している。小試験体の試験結果から得られた知見を元に、ス
ギ成木の材部の放射性Cs汚染を葉枯乾燥により軽減する方法を検討した。葉枯乾燥は葉の蒸散作用を利用した木材乾燥方法であり、この乾燥を行った際の材部の放射性Cs濃度への影響を調査した。
2013年10月に二本松市の調査地で38年生のスギを3本伐倒し、8ヶ月間林内に存置した。2本は葉枯乾燥を行い、1本はコントロールとして枝葉をすべて除去した。その結果、葉枯乾燥木の含水率はコン
トロールに比べて減少したが、含水率の減少に応じた放射性Cs濃度の変化は確認されなかった。しかし、葉枯乾燥木の辺材の放射性Cs濃度は先端では増加し、中央及び根元では減少した。このことから葉枯乾燥による辺材中の水分の移動に伴い、放射性Csも先端方向に移動したと推察された。また心材では葉枯乾燥による明らかな汚染軽減効果は確認されなかった。

キーワード 放射性セシウム、スギ、材、葉枯乾燥、汚染存在状況に関する基礎的な知見が得られる可能性もある。このような知見は、例えばきのこ栽培用のコナ
ラ等原木の汚染軽減方法の検討等、多様な分野への応用の可能性がある。
福島県林業研究センターで実施してきた既報の小試験体を用いた試験結果を紹介し、さらにそれらの試験結果を元にした成木レベルでの調査結果を報告する。

1. はじめに
東京電力福島第一原子力発電所（FDNP）事故に由来する放射性セシウム（Cs）は、事故から 4 年が経過しても東日本の各都県で広く観測されている。
福島県の 70%を占める森林も広く汚染され、事故直後から森林や樹木の汚染状況調査が実施されている。林野庁は事故の半年後から福島県内の 3 サイト
で土壌や落葉層、樹木の葉や樹皮を調査し、空間線量率と各種部位の放射性 Cs 濃度に正の相関があることを示している 1)。また、筆者らは樹木の汚染状況を調査し、材部の放射性 Cs 濃度は、樹皮や枝葉の放射性Cs 濃度に比べると非常に低いレベルにあること 2)、
スギの材部の放射性 Cs 濃度が、同一樹木内でも辺材や心材、あるいは高さ方向で異なる事を報告している 3)。さらに Mahara et al. (2014) は、スギ及びコナラ
材の放射性 Cs 濃度の推移をシミュレートし、経根吸収による材の放射性 Cs 濃度の増加の可能性は低いものの、放射性 Cs の土壌への移行や根の分布状況によっては、将来的に放射性 Cs 濃度が増加する可能性があることを示唆している 4)。
製材品の利用については放射性物質に関する基準は現在定められていない。しかし、一方でより放射性物質を含まない木材を求める消費者心理や材濃度の将来的な推移の可能性も考慮し、福島県林業研究センターでは、材部に含まれる放射性 Cs を除去する方法を事故直後から検討している。また、材部の放射性Cs の除去方法に関する調査は、材中の放射性 Cs の

(1) 乾燥処理による小試験体からの放射性 Cs 除去の試み 5)
製材の過程で一般的に実施されている人工乾燥処理による材中の放射性 Cs の移動効果を調査した。小試験体（85 * 85 * 70 mm）を 65 ℃あるは 90 ℃で 24
時間乾燥処理を行った後に、小試験体の表面を 5 mm切削した。表面切削部の放射性 Cs 濃度を、未乾燥の小試験体のものと比較したところ、乾燥処理をした
場合の放射性 Cs 濃度は未乾燥の場合に比べ約 30％
高い傾向を示した。このことから、乾燥が進む中で材に含まれる水分が試験体表面に移動するとともに、放射性 Cs も一部が表面に移動したと推察された。ただし、試験体サイズが大きくなるにつれて、その効果は減少すると考えられた。

18

表1

(2) 浸漬処理による小試験体からの放射性 Cs 除去の試み 6)試験に供したスギ立木の特徴
※1
※2
樹高 m
枝下高 m
直径 cm
No. 1
18.1
12.7
26
No. 2
17.2
10.2
24
16.8
23
ｺﾝﾄﾛｰﾙ
未測定※1
地表面から最下の生枝までの距離※2
地上高 1.2 m 位置における直径

小試験体を各種溶液に浸漬することによる放射性Cs の溶出効果を調査した。小試験体（55 * 55 * 80 mm）
を各種溶液に 30 日間浸漬し、小試験体に含まれる放射性 Cs 量の変化を数日間隔で測定した。その結果、いずれの溶液でも放射性 Cs の溶出が確認された。特伐採木からの材の採取方法は以下のとおりとした。
に 1.0 ％のリン酸二水素カリウム水溶液に浸漬した
際の溶出割合が最も高く、浸漬 30 日間で小試験体に 伐採直後の採取では、立木の上面の樹皮を 10 cm * 10含まれる 137Cs 量は、スギは溶出前の約 20 ％、ミズ cm で剥皮し、成長錐（直径 12 mm, 長さ 300 mm）
を立木の中心方向に陥入し、中心から形成層までのナラは約 30 ％にまで減少した。
円柱形の材を採取した。伐採から 8 ヶ月後の採取では、チェーンソーを用いて立木を切断し、厚さ 30 cm(3) 葉枯乾燥による樹木からの放射性 Cs 除去の試みの円盤を採取した。円盤の樹皮を剥離後に、幅 20 mm、高さ
20mm、長さが形成層面から髄心までの直方体
浸漬試験の結果から材中の放射性 Cs の多くは水に可溶な状態で存在し、さらに乾燥試験の結果から乾 サンプルを採取した。いずれのサンプルも辺材と心燥時の水分の移動とともに放射性 Cs も移動すること 材の境界を色調から判断して切断した。
それぞれのサンプルを 100 ℃で 24 時間乾燥してが確認された。これらの特性を元に、スギ成木から放含水率を求め、その後粉砕してゲルマニウム半導体
射性 Cs を除去する方法を検討した。
: GC2518) で 3,000 ~ 14,400 秒
葉枯乾燥は、伐採木を枝葉が付いたままの状態で 検出器 (CANBERRA137
で乾燥重量あたりの Cs 濃度を測定した。なお、含数ヶ月間林内に放置し、葉の蒸散作用により材部の水率は以下により算出した。
含水率を低下させる乾燥方法の一つである。葉枯乾燥を行った材は材色向上、防虫効果から一般的な材
含水率 (Wc) [%] ＝（生重量―乾燥重量）／乾燥重量に比べて取引価格が高く、また乾燥や運搬コストが×100低減するといわれている 7)。葉の蒸散に伴い材部の水分を数ヶ月かけてゆっくりと移動させる方法である 3. 結果および考察
ことから、材の含水率の低下に伴い材部の放射性 Csが低減する、あるいは水の移動に伴い放射性 Cs が移 (1) 葉枯乾燥による材の含水率への影響
動する効果を期待し調査を実施した。
葉枯乾燥による含水率の低減の効果を確認するた
め、先端から
5 m、10 m、15 m 位置における、伐採
2. 調査方法時及び 8 ヶ月後の含水率を図 1 に示す。辺材では No.
1、No. 2、コントロール、いずれの立木でも含水率の2013 年 10 月に福島県二本松市の森林において、隣減少が認められたが、葉枯乾燥を行った No. 1、No. 2
接して生育するほぼ同様の樹高及び直径の 38 年生のの方が、コントロールに比べてより顕著に含水率はスギを 3 本伐倒し、2014 年 6 月までの 8 ヶ月間、林減少していた。No. 1 及び No. 2 はともに含水率が 40 %内で葉枯乾燥を行った。森林内の空間線量率は地上程度に減少し、また採取位置による大きな違いも無高 1 m で 0.63 μSv/h であった。各立木の樹高等デー
かった。
タを表 1 に示す。3 本のうち 2 本（No. 1, No. 2）は枝
心材では No. 1 のすべての位置、及び No. 2 の 15 m
葉を付けたままとし、残りの 1 本はコントロールと以外で含水率が減少したのに対し、コントロールでして枝葉をすべて除去した。心材及び辺材の含水率は 5 m 及び 10 m で含水率が上昇していた。このこと
及び放射性 Cs 濃度を 2 回（伐採直後、伐採から 8 ヶから、心材においても葉枯乾燥の効果が確認された。
月後）測定した。測定箇所は立木の先端からの距離が一方、No. 2 に比べて No. 1 の方が含水率は大きく減
5 m、10 m、15 m の 3 カ所とした。5 m は立木の先端
少し、さらに No. 1 では先端に近い位置ほど減少幅は部、10 m は中央部、15 m は根元部に位置し、木材生大きかった。これは葉枯乾燥前の No. 1 の心材含水率
産のため利用価値が高いのは中央部及び根元部とながその他の立木より高めで、また 5 m の位置で特にる。なお、測定箇所を根元からの距離ではなく先端か含水率が高かったためと考えられる。
らの距離とした理由は、筆者らの調査により、スギ材
以上から、8 ヶ月間の葉枯乾燥により辺材及び心材部の汚染分布が立木先端からの距離に依存することどちらにおいても含水率の低減効果が確認された。
が明らかとなったためである 3)。
このことから葉の蒸散にともない材中の水分が枝葉方向に移動したと考えられた。なお、コントロールでは辺材の含水率は低下したものの、心材の 5 m 及び10 m で含水率が上昇しており、葉枯乾燥とは異なる
水分移動が推測された。

19

(2) 葉枯乾燥による材の 137Cs 濃度への影響
No. 1

180

No. 2

Control

160
140

Sapwood
Wc (%)

120
100
80
60
40
20
0

5m

10 ｍ

15 ｍ

No. 1

180

5m

10 ｍ

15 ｍ

No. 2

5m

10 ｍ

15 ｍ

Control

160
140
120

Heartwood
Wc (%)

葉枯乾燥による材の 137Cs 濃度への影響を確認するため、伐採時及び 8 ヶ月後の辺材及び心材の 137Cs 濃度を図２に示す。No. 1 および No. 2 の辺材濃度の変化傾向は共通しており、5 m で増加、10 m および 15m で減少していた。一方コントロールの辺材では 5 m
および 15 m で減少、10 m では増加し、葉枯乾燥した立木と増減傾向が異なっていた。
心材の 137Cs 濃度の変化は辺材に比べると小さく、また増減傾向はそれぞれの立木で異なっていた。
No.1 では 5 m 及び 10 m で濃度は減少したのに対し、15 m では増加していた。また、No. 2 ではほとんど変化は無く、コントロールでは増加傾向にあった。
以上から、No. 1 及び No. 2 の辺材 137Cs 濃度の変化
は葉枯乾燥の影響であると考えられたが、心材では明らかな葉枯乾燥の影響は確認できなかった。

100
80
60
40
20

(3) 葉枯乾燥による材の含水率と 137Cs 濃度の関係性

0

20

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

10 ｍ

15 ｍ

図１ 先端からの距離が 5 m、10 m、15 m の位置における辺材（上図）及び心材（下図）の含水率 (Wc)。
伐採時の値を実線で、葉枯乾燥 8 ヶ月後の値を破線で
示した。
No. 1

No. 2

Control

137Cs

Sapwood
Bq/kgDW

250
200
150
100
50
0

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

No. 1

10 ｍ

15 ｍ

5m

No. 2

10 ｍ

15 ｍ

Control

450

Heartwood
Bq/kgDW

400

137Cs

含水率と 137Cs 濃度の関係性を検討するために、伐採時から 8 ヶ月後に至る含水率及び 137Cs 濃度の変化を図３に示した。それぞれの変化量は、8 ヶ月後の値を伐採時の値に対する比率 (%) で表した。
その結果、No. 1 及び No. 2 の辺材の含水率は、いずれの採取位置でも伐採時の 30 %ほどに減少していたが、辺材の 137Cs 濃度は 10 m および 15 m で 60 –90 % 程度に減少、さらに 5 m では 180 %の増加し、含水率と 137Cs 濃度の変化率は一致しなかった。心材も同様で、それぞれの立木や採取位置で、含水率及び137
Cs 濃度の変化率はほとんど一致しなかった。このことから、材の含水率の低下がそのまま 137Cs 濃度の低下に繋がらないことが明らかとなった。
No. 1 及び No. 2 の辺材では 5 m で 137Cs 濃度が増加、10 m 及び 15 m で減少しており、この傾向はコン
トロールとは異なっていた。葉の蒸散に伴い辺材中の水は先端方向に移動したと考えられるが、辺材での濃度変化は、水の移動に伴い放射性 Cs も一部先端方向に移動した為であると推測された。心材ではそれぞれの立木で 137Cs 濃度の増減傾向が異なっており、
葉枯乾燥による放射性 Cs の移動効果は不明であった。
なお、コントロールの 5 m 及び 15 m で辺材の 137Cs
濃度の減少が確認されたが、心材の 137Cs 濃度がすべての位置で増加していることから、辺材中の放射性Cs が心材方向に移動した為であると推察された。心材の 5 m 及び 10 m における含水率の上昇もこの移動を示唆している。このことから、枝葉無しのまま林内に残置しても、汚染軽減効果は期待できないと考え
られた。

350
300
250
200
150
100
50
0

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

10 ｍ

15 ｍ

図２ 先端からの距離が 5 m、10 m、15 m の位置における辺材（上図）及び心材（下図）の 137Cs 濃度。
伐採時の値を実線で、葉枯乾燥 8 ヶ月後の値を破線で示した。

Sapwood
The ratio to the initial time (%)

No. 1

200

No. 2

では葉枯乾燥が有効となる可能性もあることから、引き続き調査を進めたい。
福島県林業研究センターでは今後とも福島県産木
材の安心安全な利用を進めるための試験研究を進めていく予定である。

Control

180
160
140
120
100
80

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

10 ｍ

5. 参考文献

15 ｍ

60
40

1) 林野庁, 2011. 森林内の放射性物質の分布状調査

20
0Heartwood
The ratio to the initial time (%)

No. 1

No. 2

Control

160

2)

140
120
100
80

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

10 ｍ

15 ｍ

5m

10 ｍ

15 ｍ

60
40
20

3)

0

図３ 先端からの距離が 5 m、10 m、15 m の位置における辺材（上図）と心材（下図）の 137Cs 濃度（黒）と含水率（灰）の変化率。変化率は伐採時の値に対する葉枯乾燥 8 ヶ月後の値の比率。

4)4. まとめ5)

結果について（第二報）.
http://www.rinya.maff.go.jp/j/press/hozen/111227_2.
html (accessed 20 Augst 2015)
小川秀樹，伊藤博久，村上香，熊田淳，平野由里香，伊芸滋光，横田かほり，吉田博久，“東京電力福島第一原子力事故由来の放射性物質によるスギ初期汚染状況”，福島県林業研究センター
研究報，47，2014，
http://www.pref.fukushima.lg.jp/uploaded/attachment/95864.pdf (accessed 20150722).
小川秀樹，伊藤博久，村上香，熊田淳，平野由里香，伊芸滋光，横田かほり，吉田博久，“フォールアウト 1 年度におけるスギ幹材部の放射性Cs 濃度分布”， Proceedings of the 15th workshop
on environmental radioactivity，7，252-260，
2014．
Mahara, Y., Ohta, T., Ogawa, H., Kumata, A., 2014.
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村上香，小川秀樹，伊藤博久，熊田淳，田中孝，川井安生，“スギ木片の乾燥処理による放射性セシウム汚染の低減効果”，福島県林業研究センター放射性物質関連研究発表会要旨，2014，
http://www.pref.fukushima.lg.jp/uploaded/life/11097
6_210768_misc.pdf (accessed 20150722).
伊藤博久，小川秀樹、村上香，熊田淳，“原木における放射性セシウム汚染軽減技術の開発”，福当センターでは、製材品利用者の放射性 Cs に対す
る不安を軽減する観点から、木材中に含まれる放射性 Cs を除去あるいは汚染を低減する手法について検討してきた。既報では、木材の小試験体を 65 ℃ある
いは 90 ℃で乾燥することで放射性 Cs が材表面に移動する現象や、リン酸二水素カリウム水溶液への浸 6)
漬により材中の放射性 Cs が溶出する現象を確認し、これまで報告を行ってきた 5, 6)。これらの結果は、材
島県林業研究センター放射性物質関連研究発表
中の放射性 Cs が可溶性で比較的動き易い状況にある
会要旨，2013，
ことを示していると考えられる。
http://www.pref.fukushima.lg.jp/uploaded/attachment
これらの結果を踏まえ、木材を製材できるサイズ/13330.pdf (accessed 20150722).
のスギ成木の材部から、葉枯乾燥によって放射性 Cs 7) 徳島県、“スギ葉枯らし乾燥の手引き－付加価値を除去する方法を検討した。その結果、葉枯乾燥によ向上のために－”，徳島県，1988．
る含水率の減少に応じた 137Cs 濃度の減少は見られなかったが、葉の蒸散作用により辺材中の水分が先端方向に移動するに伴い、137Cs も先端方向に移動したと推察される現象が確認された。また、木材として利用するのは主に樹木の中央及び根元部であることから、葉枯乾燥は木材の辺材の放射性 Cs 濃度低減には有効な可能性があると考えられた。
ただし、葉枯乾燥による心材中の 137Cs 濃度の低減
効果については、今回の調査では確認されなかった。
また筆者らはスギ立木内では放射性 Cs が辺材から心材方向に移動していることを報告していることから
3)、スギにおいては葉枯乾燥の効果は限定的と考えられた。しかし、心材への移行が進んでいない他の樹種

21森林廃棄物の安全な燃焼処理システム
吉田博久1* 小川秀樹1, 2 新井志緒１ 横田かほり1 伊芸滋光1 中村立子1
1) 首都大学東京 都市環境科学研究科 東京都八王子市南大沢 1-1
2) 福島県林業研究センター 福島県郡山市安積町成田字西島坂 1* yoshida-hirohisa@tmu.ac.jp

放射性物質を含む樹皮や枝葉などの森林廃棄物を燃焼減容化する時に発生する燃焼ガスならびに燃焼灰の処理システムを開発した。実験室規模の燃焼試験では燃焼温度が800℃以上の完全燃焼では、樹皮に含まれている放射性セシウムの30～35 %が燃焼ガスに移行した。燃焼ガス中の放射性セシウムは水による洗浄で補足することが可能であった。小型燃焼炉（100 kWh）を対象とした燃焼ガス処理システムを構築し、放射性セシウムを含む樹皮や葉の燃焼実証試験を行った。燃焼実証試験における放射性セシウム
ならびに物質収支から、森林廃棄物に含まれる放射性セシウムの38 %が燃焼ガスに移行した。燃焼ガスを水で洗浄しガス中の放射性セシウムを回収した。燃焼灰には放射性セシウムが約28倍に濃縮され、減圧吸引によって燃焼灰を回収した。燃焼灰ならびに燃焼ガスの洗浄によって95 %の放射性セシウムを回収することができた。

キーワード 森林廃棄物，放射性廃棄物，燃焼，燃焼ガス処理，燃焼灰処理

1. はじめに
原発事故によって東日本一帯に放射性物質による環境汚染が生じた。福島県の二大産業である農業と林業は大きな被害を受け、4 年が経過して農業の復興は進んでいるが、県土の 70％（約 970,000 ha）を占める森林が汚染されているため林業の復旧は遅れている。事故後、福島県内ではほとんどの森林作業が停滞し、整備されな
いままで放置される森林が多く、山火事などによる放射性物質の拡散が懸念されている。特に避難区域を含む
阿武隈山地では、沈着した放射性セシウムの多くが樹木の樹皮、枝葉に残存しており、今後の森林経営に大きな問題となる可能性がある 1-3)。福島県は計画的間伐を 2013 年から開始し、森林整備を進めている。通常の間伐では、1000 ha のスギ林に対して立木の 10 %（ 150,000 m3）が間引きされ、間伐された立木の枝や葉（ 30,000 m3 ）は林地に残され、製材所で樹皮（ 15,000m3）が取り除かれる。事故前は樹皮や葉、小枝は農業用あるいは林地の堆肥として利用されていたが、事故後これらは放射性物質を含むため利用は制限されている。
間 伐 に よ っ て 発 生 す る 樹 皮 な ど は 年 間 で 3,445,
000,000 m3 になると予想され、安全な減容化が求められている。
非汚染バイオマスであれば、堆肥化に加えバイオマス
発電や発酵によるガス化などの方法が可能であるが、放射性物質を含み水分の多い樹皮や枝葉の安全で有効な処理方法は必ずしも確立されていない。樹皮が集積する製材所には小型（100～500 kWh）の焼却施設があり、樹皮や端材が焼却処理されていたが、燃焼の排気ガス規制が厳しくなってからほとんどの製材所で稼働していない。これらの焼却炉は脱硫設備や飛灰集塵設備が備わっていないことも多く、放射性物質を含む森林廃棄物

22

処理には利用することはできない。
我々は、放射性物質を環境中に放出することなく、また取り扱う作業員の被ばくを低減することを目指した、既設の小型焼却施設に設置する燃焼処理システムを設計し、実験室での実験とミニプラント規模の実証試験を行ってきた。本報告では、試作した処理システムの概要と実験
室レベルの燃焼試験ならびに実証試験の結果を述べる。
2. 実験(1) 試料福島県林業研究センターで 2011 年に採取したマツ葉、スギ葉、スギ樹皮、スギ辺材を用いた。試料は 60℃で 3日間乾燥してから熱分解測定ならびに燃焼試験に用いた。乾燥前の質量を基準に各試料の水分率はスギ樹皮（28.6 %）、スギ葉（56.8 %）、スギ辺材（61.8 %）、スギ心材（54.3 %）、マツ葉（10 %）であった。
(2) 測定試料の熱分解挙動を明らかにするため、熱重量/示差
熱分析（日立ハイテクサイエンス社製 TG/DTA7200）に発生気体分析用にフーリエ変換赤外分光計（日本分光
製 FTIR650、MCT 検出器）を接続して測定した 4)。乾燥
窒素ならびに乾燥空気雰囲気で、走査速度 20 K/min で室温から 900 oC まで昇温し、発生気体の FTIR 測定は 4o
C 毎に行った。
燃焼灰の電子顕微鏡観察ならびに元素分析は、電界
放射型透過型電子顕微鏡（日本電子製 JEM-3200 FS,
300 kV）を用いて行った。
試料の放射能濃度は高純度ゲルマニウム半導体検出装置（SEIKO EG&G 社製 SEG-EMS）を用いて、固体試料は U8 容器（100 ml）に試料を入れて検出下限値が 1 2 Bq/kg になるように測定時間を 10,000 - 40,000 秒で、

400℃の二段階で起こる。松葉、スギ葉、辺材では二段階の発熱が明確に分離されるが、樹皮では 200～550℃の温度範囲で連続的な発熱が観察された。不活性雰囲
気では、水の蒸発熱のみでほとんど発熱が観察されない。酸化雰囲気で観察された熱分解エンタルピー（熱分
解発熱量∆H を各段階の減少質量∆W で除した値の和）は、樹皮が最も高く（12.2 kJ/g）、スギ辺材（11.6 kJ/g）、ス
ギ葉（10.6 kJ/g）、マツ葉（6.9 kJ/g）であった。窒素雰囲気での不完全燃焼では、スギ樹皮の 890℃での残渣が29 %なのに対し、完全燃焼条件では 1.7 %であった。
実験室規模の酸化雰囲気での燃焼試験での質量減少率ならびに 134Cs と 137Cs 濃度の減少率を表 1 に示す。
質量ならびに放射性セシウムの減少率は燃焼前後の樹皮と燃焼灰の質量ならびに 134Cs と 137Cs 濃度から求めた。質量減少率は TG/DTA 測定結果とほぼ同じで、燃焼試験が完全燃焼条件で行われたことを示唆している。
燃焼ガス温度は熱交換器の後では 80～100℃であった。
放射性セシウムは 134Cs、137Cs どちらも燃焼温度が高くな
ると気体として流出する量が増える。非放射性セシウムの蒸気圧（0.011 Pa / 302 K）を考えると 134Cs、137Cs も100℃では同程度の蒸気圧であると考えられる。500℃以上の燃焼温度では、気化した 134Cs、137Cs は樹皮に含まれていた量の 30～35 %になる。
燃焼試験で発生した燃焼ガスは 2 L の水で全て洗浄していて、すべての燃焼試験終了後の洗浄水の放射性セシウム濃度は 153 Bq/L（137Cs: 90 Bq/L, 134Cs: 63 Bq/L）であった。これは燃焼ガス中の 134Cs、137Cs の 98 %に相当する。未回収の 2 %の 134Cs、137Cs は熱交換器などに付着していると考えられる。

液体試料は 2 L マリネリ容器に入れて検出限界値が 0.2
Bq/L になる条件で行った。放射能減衰は 2012 年 3 月 1
日を基準日として補正した。
(3) 燃焼試験
実験室規模の燃焼試験は石英ガラス製の燃焼容器を用いて、10 g のスギ樹皮（20,000 Bq/kg）をアルミナるつぼに入れて酸化雰囲気で行った。燃焼温度は 300～
900℃で行い、燃焼ガスはアスピレータで吸引し水冷の熱交換器を経由して、全量を 2 L の水で洗浄した。放射能濃度測定は、燃焼試験の前後でアルミナるつぼごと
U8 容器に入れて行った。
燃焼実証試験は後述する燃焼用装置を用いて 2014
年 3 月に福島県林業研究センターで行った。2 回の燃焼試験を 2.3 kg の松葉、3.5 kg のスギ樹皮、0.4 kg のスギ端材を用いて行った。
3. 結果と考察

Mass loss / %(1) 実験室での試験
酸化雰囲気（完全燃焼条件）ならびに不活性雰囲気（不完全燃焼条件）でのスギ樹皮の TG/DTA 曲線を図 1に示す。どちらの条件でも質量減少は 200℃以下、200～400℃、400℃以上の三段階で進行する。TG/DTA に接続した発生気体分析から、第一段階の質量減少のうち、150℃以下での減少は水の脱離によるもので、第二段階の質量減少は主にセルロースとヘミセルロースの熱分解によることが判った。400℃以上の温度では主に脱水素反応によって樹皮の燃焼が進行する。
酸化雰囲気での熱分解による発熱は、200～400℃と

800

400

ポンプ

Tem / oC

600

DTA

スクラバー
200

水槽

燃焼炉
0

5

10

15

Time / s2025

図 2 燃焼ガス処理システムの外観、挿入写真はスク
ラバー、下段はジェット水流、上段は三口コネクター

図 1 スギ樹皮の酸化雰囲気（青）と窒素雰囲気（赤）での TG/DTA 曲線、温度変化 20 K/min（黒）表 1 スギ樹皮の酸化雰囲気での燃焼による質量減少率と放射性セシウム減少率
300
350
400
450
500
800
900
燃焼温度(oC)
54
65
85
86
87
98
99
質量減少率(%)
134
2
13
27
22
34
35
36
Cs 減少率(%)
137
1
15
24
30
31
32
31
Cs 減少率(%)

23

(2) 燃焼ガス処理システムの概要
実験室での燃焼試験で燃焼ガスに含まれる 134Cs、137
Cs は水で洗浄することで回収できることを確認できたので、実証試験規模の燃焼炉への設置を目指した燃焼ガス処理システムを設計した 5)。一般的な燃焼炉の燃焼
温度 800～900℃と発熱量 100 kWh を想定した設計を行った。燃焼ガス洗浄用の水は 550 L で、燃焼中は自然冷
却で水温上昇を抑えることにした。発熱量が大きい場合
は熱交換器か小型冷却器が必要になる。燃焼発熱量の大きいスギ樹皮であれば 1 時間当たり約 40 kg を燃焼処理できる条件である。
燃焼ガス処理システムの外観を図 2 に示す。処理シス
テムは、燃焼炉、燃焼ガス吸入部、洗浄水用水槽、燃焼
ガス洗浄水のろ過システム、燃焼灰処理システムで構成される。燃焼炉にはウッドストーブ 1630CB（Morsφ社製,
Finland）を用いた。燃焼炉の煙突に燃焼ガス処理システ
ムへの導入口を装着し、燃焼ガスはスクラバーにおいてポンプで加圧された水流によって吸引・洗浄される。洗浄水は水槽に送りこまれポンプで循環して洗浄を繰り返す。洗浄水は燃焼試験終了後にプルシアンブルーを担持したフィルターでろ過して放射性セシウムを除去し、再利用が可能である。
スクラバーには上段に三口コネクターが接続していて、燃焼ガス、洗浄水ろ過システム、燃焼灰吸引システムが接続される。現段階では、燃焼ガス処理、洗浄水ろ過、燃焼灰処理は独立して行うが、燃焼ガス処理と洗浄水ろ過は同時に行うことができる。
(3) 実証試験
この燃焼ガス処理システムを利用して、実証試験を行った。1 回目はマツ葉 2.3 kg（137Cs + 134Cs: 22,000 Bq/kg）とスギ樹皮 1 kg（137Cs + 134Cs: 10,800 Bq/kg）で、2 回目
はスギ樹皮 2.5 kg（137Cs + 134Cs: 15,000 Bq/kg）とスギ辺材 0.4 kg (137Cs + 134Cs: 50 Bq/kg)を燃焼処理した。燃焼時間は 1 回目が 40 分、2 回目は 50 分であった。1 回目の燃焼開始時にはマツ葉から黒い煙が出ていて、低燃
焼温度ではマツ葉は不完全燃焼であった。燃焼炉の温度が高くなると完全燃焼に近い条件で燃焼試験が進行した。赤外線放射温度計で測定した燃焼温度の変化は
約 15 分で 400～700℃に上昇した。燃焼炉の外側温度
は燃焼開始後 20 分で 150℃になり、その後はほぼ一定温度であった。
燃焼ガスは処理装置のスクラバーで高速ジェット水流による洗浄を行った。燃焼試験の外気温度は 4～6℃で水温は燃焼開始には 5℃であったが、燃焼終了後には45℃になっていた。また約 5 L の水が蒸発していた。燃焼ガスによる熱エネルギーは 2.9 kWh で全発熱量の約20%であった。製材所などに設置されている小規模燃焼炉（100～500 kWh）で木質系バイオマスとして利用する
場合、熱エネルギーとして用いるのが最もエネルギー効率が良い。
2 回の燃焼終了後に洗浄水タンク中の水の表面に、マツ葉の不完全燃焼によって生じたと考えられるススが浮かんでいた。燃焼試験終了後、1 晩放置して表面のススを回収した。燃焼炉とスクラバー間の煙道を解体し、内部に付着しているススを 100 L の水で回収した。

24

2 回の燃焼実証試験における放射性セシウムと質量の収支の概要を図 3 に示す。燃焼ガスならびに煙道に付着したススの回収は水を利用しているため、燃焼炉から流失した気体ならびに固体の放射性セシウムは水に分散した状態で物質量を L で示している。森林廃棄物から燃焼によって気化した放射性セシウムは煙道内部に付着したススに高濃度で吸着していた。ススは結晶化度が低く非晶性の活性炭として放射性セシウムを吸着したと考えられるが、現在放射性セシウムを吸着したススの構造解析を進めている。
2 回の燃焼試験で生じた燃焼灰の量は燃焼に用いた森林廃棄物の 2.25 %で、これは 750℃での完全燃焼条件の残渣に相当する。赤外線放射温度計で測定した燃焼炉温度は最大で 700℃であったが、実際の燃焼はそれよりも高い温度であったと考えられる。ススは燃焼初期の低温燃焼条件で発生したと考えられる。実証試験での質量減少と放射性セシウムの移行を考慮した、燃焼灰への放射性セシウムの濃縮倍率は 27.6 倍であった。
燃焼ガス
38 %
マツ葉
50,600 Bq / 2.3 kg
スギ樹皮
48,300 Bq / 3.5 kg
スギ辺材
20 Bq / 0.4 kg

62 %

気体状
27,250 Bq / 545 L
固体状（スス）435 Bq / 0.0015 kg
6,000 Bq / 100 L

燃焼灰61,600 Bq / 0.14 kg

図 3 燃焼実証試験における放射性セシウムの移行
量と物質収支.
焼却灰に残存した放射性セシウムは燃焼に用いた森
林廃棄物に含まれていた量の 62 %で、38 %が燃焼ガスに含まれていた。完全燃焼条件では、燃焼温度が高くなるほど気体状態の放射性セシウムが多くなる。これらの値は実証試験での実際の最高燃焼温度は 900℃よりも高かった可能性を示している。森林廃棄物に含まれていた放射性セシウム（98,920 Bq）の 95 %が燃焼ガス処理水（22,685 Bq）と燃焼灰（61,600 Bq）として回収された。この差の放射性セシウムは、燃焼炉ならびに洗浄できなかった煙道に残存していると考えられる。放射性物質を含む廃棄物を燃焼処理する施設では、施設の設備の汚染状況を把握し、将来の設備廃棄に備える必要がある。
燃焼ガスを洗浄した水（545 L、50 Bq/L）と煙道を洗浄した水（100 L、60 Bq/L）はプルシンブルーを担持した吸着フィルター6)で 2 時間処理することで、0.2 Bq/L 以下まで浄化することができた。
(4) 燃焼灰処理
回収した燃焼灰（440,000 Bq/kg、0.14 kg）に対して、広角 X 線回折による粉末結晶解析ならびに透過型電子顕微鏡観察とエネルギー分散 X 線分光解析（EDX）を行った。粉末結晶解析から、燃焼灰の主成分は酸化カルシ
ウムであった。また、EDX では複数の元素が検出された。
最も多い成分元素はカルシウム（3.69 keV, CaKα）で、多い順番にアルミニウム（1.487 keV, AlKα）、銅（8.0 keV,
CuKα）、リン（2.01 keV, PKα）であった。含有量は少ない
がガリウム（9.24 keV, GaKα）、鉄（6.38 keV, FeKα）、ホウ素（0.183 keV, BKα）、マンガン（5.89 keV, MnKα）、マグ
ネシウム（1.25 keV, MgKα）、シリカ（1.74 keV, SiKα）、ス
トロンチウム（14.1 keV, SrKα）、亜鉛（8.63 keV, ZnKα）が含まれていた。しかしセシウム（30.85 keV, CsKα）は検出
さ れ な か っ た 。 440,000 Bq/kg (137Cs: 255,800 Bq/kg,
134
Cs: 184,000 Bq/kg)は濃度換算すると 0.8 ppb に相当
し、放射性セシウムが微量で EDX の検出限界値以下であることならびに不均一な分散をしているなどが EDX で検出されなかった要因と考えられる。これらの元素の内、カルシウム、リン、マグネシウム、マンガン、亜鉛は樹木組織由来の元素であるが、シリカなどの土壌由来の元素も検出されていて、樹皮に土壌粒子が付着していることを示す。
電子顕微鏡観察からは焼却灰は長さ 10～20 µm、幅0.5～1 µm 程度の鋭敏な多角形の形状をしており、作業者が吸引によってアスベストと同様の健康被害を生じる
可能性がある。さらに放射性物質が約 30 倍に濃縮されている焼却灰を処理するために、燃焼灰を減圧吸引し自動で真空パックする処理システムを開発した。燃焼ガ
ス処理システムの三口コネクターを利用して、減圧で燃焼灰を吸引し Fig.4 に示す燃焼灰処理装置に送入する。
吸引された燃焼灰はサイクロン（A）で分級され、真空パ
ック装置（B）に設置されたポリエチレン製バックに集まる。
1 回の操作で 300 g までの燃焼灰を処理することができる。燃焼灰を吸引した排気は燃焼ガス処理システムの水によって洗浄されるため、飛灰の発生は極力低減されている。

図 4 燃焼灰処理装置の内部. A;サイクロン分級
器、B；真空パック装置、 C; 燃焼ガス処理システム
への接続

25

4. まとめ放射性物質で汚染された森林廃棄物の燃焼処理を実験室規模ならびにミニプラント規模で検討した。汚染森
林廃棄物を TG/DTA 測定し、燃焼によって獲得する熱エネルギーの基礎データを取得した。バイオマスを小型燃焼炉で利用する場合は、熱エネルギーとしての利用が有利である。汚染樹皮の実験室規模での燃焼試験で、完全燃焼条件では燃焼温度が高くなると燃焼ガス中の放射性セシウム量が増加し、800℃以上の燃焼温度では30～35 %の放射性セシウムが燃焼ガスに移行した。燃焼ガス中の放射性セシウムは水による洗浄でほとんどを捕捉することができる。小型燃焼炉に設置する処理システムを開発し、福島県内で実証試験を行った。処理シス
テムは燃焼ガス処理システム、洗浄水ろ過システム、燃焼灰処理システムで構成されている。汚染した森林廃棄物を燃焼処理し、放射性セシウムと物質収支を調査した。
放射性セシウムの 95 %を回収し、燃焼ガスならびに燃焼
灰を安全に処理するシステムが開発できた。
5. 参考文献
1) T. Nakanishi, K. Tanoi (eds) (2013) “Agricultural
Implications of the Fukushima Nuclear Accident”,
Springer Tokyo.
2) 吉田博久, “原発事故による土壌と植物の汚染分析”,
ケミカルエンジニアリング, 6, 250 (2012)3) 小川秀樹，伊藤博久，村上香，熊田淳，平野由里香，
伊芸滋光，横田かほり，吉田博久，“東京電力福島
第一原子力事故由来の放射性物質によるスギ初期
汚染状況”，福島県林業研究センター研究報，47，2014．
http://www.pref.fukushima.lg.jp/uploaded/attachment/
95864.pdf (accessed 20150722).
4) R. Kinoshita, Y. Teramoto, H. Yoshida,“TG-DTA/FT-IR method for analyzing thermal
decomposition mechanism of polyesters”, J. Thermal
Analysis, 40, 605 (1993)
5) 首都大学東京, “閉鎖系排煙処理システム”, 特開2013-224831
6) K. Yokota, etc., “Prussian blue dyed wool and its
decontamination
abilityforradiocesium”,
International Symposium on Fiber Science andTechnology 2014, September 28 to October 1, PG3-01

トピックス 2
環境放射線・外部被ばく評価

CZT 検出器を用いた高線量率地域における in-situ 環境放射能測定
古渡 意彦1* 窪田

卓見2

芝原

雄司2 藤井 俊行2
山名 元2

高宮 幸一2水野哲31) 日本原子力研究開発機構 原子力科学研究所 放射線管理部 319-1195 茨城県那珂郡東海村白方２－４
2) 京都大学原子炉実験所 590-0494 大阪府泉南郡熊取町朝代西２丁目
3) 福島県環境生活部原子力対策課 960-8670 福島県福島市杉妻町２－１６*kowatari.munehiko@jaea.go.jp

高線量当量率地域の復興をいち早く達成するための研究の一環として、除染効果検認に利用可能
なin situ環境放射能分析を迅速かつ簡便に行うため、小型軽量で外部電源を要しないCZT 検出器の適応を提案し、高線量当量率域下 (40 μSv h-1程度) での適用可能性について検証した。134Cs 及び137
Csの地表面沈着量(kBq m-2)について、2011 年3 月11 日当時の換算で、10,000 kBq m-2を超える測定結果が得られたが、この結果は国の実施したモニタリング結果と比較して妥当である。さらに、測定点での空気カーマ率を、測定で得られた波高分布からG(E)関数法から推定し、地表面沈着量から推定される結果と比較した。特に、高線量当量率地域での結果は、お互いに4%以内で一致した。
一連の結果からは、CZT検出器を使用することで、現在も一部に残る高線量当量率地域での迅速なin situ放射能分析及び継続的な定点モニタリングが可能であることを示唆している。

キーワード in situ環境放射能測定，CZT検出器，環境モニタリング，137Cs，134Cs，空気カーマ率ための測定技術が不可欠である。環境γ線測定で利用されるサーベイメータ等の線量計では、迅速にその場で線量率を表示できるが、測定点におけるγ線
福島原子力事故後の環境モニタリングの枠組みの情報の詳細を入手できない。除染前後における測定下、文科省、福島県等を中心に、その場の観測手法
点での線量率の変化が、必ずしもその地点の除染効の一つである、Ge 半導体検出器（以下、「Ge 検出器」
果を直接反映するとは限らない点も考慮すると、土という。）を用いた in situ 環境放射能測定により、壌、施設等の表面に沈着した放射性物質の濃度測定
土壌表層における放射性物質の沈着量が、東日本全が可能な in situ 環境放射能測定は、残留する放射性域で観測されている(http://radioactivity.nsr.go.jp/en/)。
セシウムが十分除去されているか、除染効果を直接この手法はすでに一般化されており、信頼できる結検認できるため、大変有用なツールとなり得る。し1),2)
果が得られることが広く知られている
。一方で、
3)
-1
Ge 検出器を用いる in situ 環境放射能測定を行う場合、 かしながら、著者らの事前測定 では、数十 μSv hの周辺線量当量率が観測されるような、高線量当量１）可搬型 Ge 検出器への液体窒素補給等による常時率地域では、Ge 検出器は in situ 環境放射能測定で要冷却が必要であること、２）液体窒素デュワーを含求される性能を発揮できない。
めた検出部全体が大きく、それに伴う測定機材一式
そこで、著者らは、in situ 環境放射能測定を迅速かが大掛かりであること、及び３）検出下限値が小さ
つ簡便に行う研究の一環として、in situ 環境放射能測い、という特徴は、高線量当量率地域での運用時に定で使用される NaI(Tl)検出器及び Ge 半導体検出器
は不利に働く場合がある。高線量当量率地域では、に代わり、小型軽量で外部電源を要しない CdZnTe
測定作業者への被ばく低減の観点から、環境モニタ
半導体検出器（以下、「CZT 検出器」という。）を、リング作業自体を迅速に行う必要があり、大型の検40 μSv h-1 程度の高線量当量率域下での in situ 環境放出器ではセッティングに時間がかかり、実際の測定
射能測定へ適用することを試みた。測定に先立ち、に長時間を割くことができない。冷却及び電源の問
国際的な放射線防護線量計測の中心的施設の一つで題からも、稼働時間に制限が加わる。さらに、測定ある、日本原子力研究開発機構 原子力科学研究所
及び評価上の問題として、Ge 検出器はγ線感度が高放射線標準施設棟（以下、「原子力機構 FRS」といすぎて、高線量当量率地域では周辺からの影響によって、対象とするγ線による波高ピークが重なりあ う。）において、in situ 環境放射能測定に必要な CZT
検出器の特性評価を行った後、福島県内の帰宅困難
い、正当な放射能濃度決定が行えないケースがある。
区域での測定を行った。
一方で、高線量当量率地域の迅速な除染には、効果的な除染対策に加え、除染効果を適切に検証する
2. 測定方法及び評価

1. 緒言

26

(1) CdZnTe 半導体検出器
本研究では、英国 Kromek 社製 GR-1TM プローブを使用した（図１参照）。この検出器は、本来、X 線
画像診断等の分野で利用されてきた CZT 検出器をアルミ製筐体に ADC とセットにして組み込み、USB で駆動するよう設定されている。CZT 検出器からの放射線に由来する電気信号を専用のモジュールで処理
して、電気パルスの波高を得る、といった、煩雑な計測は必要ない。使用した検出器に組み込まれている CdZnTe 半導体の結晶のサイズは、10 × 10 × 10mm3 である。CdZnTe 半導体結晶の前面には、放射線の入射を妨げないよう、薄い入射窓が設けられており、入射窓の反対側に、プラスチック保護材及びアルミの仕切り板を挟んで、信号処理回路、電源供給回路が筐体内に収められている。

評価した。
𝑃𝑒𝑓𝑓 =CZT 検出器は、本来低いエネルギーのγ線に対して感度が高く、1 MeV 以上の高エネルギーのγ線に対して感度が低い。この点は、3 MeV 程度以下までのエネルギーのγ線に対し十分な感度を有することを要求する、国等の環境モニタリング指針で定められているγ線検出器の性能要求を満足するのは難しい。一方で、環境中に常に存在する 40K、ウラン系列
及びトリウム系列の天然放射性核種からのγ線には、1.46 MeV の 40K からのγ線等があり、事故由来の人
工放射性核種の汚染に対する除染効果を把握する場
合、これらの天然放射性核種は全てじょう乱要因となる。高エネルギーのγ線に対して低い感度である
ために本質的に影響を除外できる、という点は、CZT
検出器の除染効果検認のための in situ 環境放射能測定への適応時には利点として働くことになる。なお、
低線量率地域での環境γ線測定においては、同検出器の適応例がある 4)。

𝑁0 𝐴𝑎

(2).

(2)式の効率は、検出器の種類のみならず、Ge 検出器については個体差があり、事前に個別に測定しておく必要がある。
CZT 検出器を用いる in situ 環境放射能測定を行う
前に、(2)式における各項について、事前の評価を行った。エネルギーE keV の入射γ線に対するピーク効率 N0/φ(cps (cm-2 s-1)-1)、γ線の入射角度に対する検出器感度の変化を示す Nf/N0、及び単位放射能当たりの測定点における入射γ線フルエンス φ/Aa((cm-2 s-1)
(kBq m-2)-1)について、規制対象外放射線源を用いた測定、モンテカルロ計算及び解析的な評価を組み合わせて求めている。測定は、原子力機構 FRS で行っている。
図２に、γ線エネルギーE (keV)の変化に対する、入射γ線に対するピーク効率 N0/φ(cps (cm-2 s-1)-1)を示す。測定は、規制対象外の放射能の 152Eu、 60Co
及び 137Cs チェッキング線源を使用し、γ線放出率と距離の逆２乗側から測定点である、線源から 100 cm
離れた位置でのγ線フルエンス率を求め、異なるエ
ネルギー毎のピーク効率を求めた。計算は、点等方線源を仮定し、CZT 検出器内部を模擬した体系を作成した。使用した計算コードは EGS4 である。137Csからの 662 keVγ線に対し、ピーク効率は、概ね 0.06
(cps (cm-2 s-1)-1)であり、一般的に使用される Ge 検出器と比較しておよそ 1/10 程度であった。さらに天然
放射性核種 40K からのγ線(1460 keV)に対しては、0.02 (cps (cm-2 s-1)-1)程度と計算シミュレーションから求められている。このことは、後述のとおり、134Cs
及び 137Cs に注目した沈着量の定量及び線量評価を行う上で、外乱要因である既存の天然放射性核種からの影響を適切に除外できることを示唆している。
1

MeasuedCalculated

Peak efficiency (cps (cm-2 s-1)-1)

図 1
使 用 し た CZT 検 出 器 の 外 観 図((http://www.kromek.com/products_gr1spectrometer.
asp)から引用)

𝑁0 𝑁𝑓 𝜙
𝜙

0.1

0.01

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

(2) in situ 環境放射能測定による放射能濃度評価
Gamma ray energy (keV)
本研究で行う、in situ 環境放射能測定での土壌に
図
2
測定及び計算で得られた
CZT 検出器のピおける放射性物質の沈着量 Aa(kBq m-2)は、CZT 検出
ーク効率器で得られたパルス波高分布上の対象となるエネル
ギーE(keV)のγ線に由来するピーク計数率 Nf(cps)を、検出器に入射するγ線のピーク効率の角度依存性
当該ピークの効率 Peff(cps (kBq m-2)-1)で除することで は、環境中において真横や斜め横方向から検出器へ得られる。これは参考文献１及び２で広く紹介され 入射するγ線のピーク効率が大きく変化していないている方法である。
か、変化する場合はどの程度変化するのか、把握す
𝐴𝑎 =

𝑁𝑓

𝑃𝑒𝑓𝑓

る必要があるために評価される。ピーク効率の角度依存性は、γ線エネルギーの他、特に検出器の有感(1).

また、当該ピークの効率は、以下の(2)式に従って

27

領域の形状及びサイズで変化し、直径と長さが等しい円筒形の検出器は、この効果は小さいとされている 2)。本研究で使用した CZT 検出器の有感領域の形
状は、1 cm の立方体である。本研究では、ピーク効率と同様に、規制対象外線源を使用した測定とモンテカルロ計算を組み合わせ、入射γ線エネルギーごとのピーク効率の角度依存性を評価した。計算はMCNP-4C コードを用い、得られた結果について、図３に示す。241Am 線源からのγ線(59.6 keV)について
は計算のみの評価となっている。なお、測定時の鉛直方向にあたる入射窓を測定対象に向けた軸方向を0°とし、90°を水平方向と定義し、0°で得られた
ピーク効率に対する割合で規格化している。また、EGS4 及び MCNP-4C で、0°方向のピーク効率の比に差がないことを事前に確認した。特に、137Cs 及び60
Co からのγ線に対する計算シミュレーション結果
は、実際の測定で得られた結果をよく再現している。
また、0°から 90°で、ピーク効率の割合の変化は、概ね±10%の範囲内であり、極端な角度依存を見いだ
せない。そこで、本研究では、γ線の入射角度に対する検出器感度の変化を示す Nf/N0 を 1 として、放射性物質の沈着量を評価した。

分布を、波高分布全体に演算子を適応する G(E)関数法と呼ばれる手法 5)を用い、その場の空気カーマ率を推定した。G(E)関数法では、いくつかの単色γ線の検出器への入射に対する、波高分布の関数（応答関数）のマトリックスを EGS4 で作成し、演算子を求めた。G(E)関数の検証は、原子力機構 FRS で運用中の 137Csγ線校正場での比較測定で実施した。基準線
量当量率 56.3 μSv h-1 に対し、CZT 検出器と G(E)関数を組み合わせた方法では、57.5 μSv h-1 と 2％以内で一致した。
(4) CZT 検出器を用いる in situ 環境放射能測定試験
CZT 検出器を in situ 環境放射能測定に適応するに当たり、特に 134Cs 及び 137Cs の地表面への沈着量の定量に注目して測定を行った。これは、沈着後の 2～3 年を経過し、高線量当量率地域での線量率への寄与が大きい核種は、これら 134Cs 及び 137Cs であるためである。さらに、高線量率地域で CZT 検出器による in situ 測定での定量が可能か、得られた沈着量を2011 年 3 月 11 日当時に換算して他のモニタリング
結果と比較した。
測定は、2013 年 5 月に実施しており、実証試験及び予備測定の観点で測定を行っている。測定地点には、いずれも周囲が開けた平坦な裸地を可能な限り選択し、測定時間は測定者の被ばくを考慮し 10～20分で終了するよう調整した。CZT 検出器は入射窓を鉛直下向きに地面に向け、検出器を鉛直になるよう支持した。地面と検出器中心の高さは、測定点によって 70 cm または 100 cm で支持した。

3. 測定結果及び考察
表１では、CZT 検出器を用いた in situ 放射能測定で得られた 134Cs 及び 137Cs の地表面への沈着量の比較を示す。沈着量は 2011 年 3 月 11 日当時に換算している。表１には、134Cs 及び 137Cs の沈着量から推定

図 3 測定及び計算で得られた CZT 検出器のピーク効率の角度依存性
単位放射能当たりの測定点における入射γ線フル
エンス φ/Aa は、地表面表層に沈着して次第に地中へ沈降する人工放射性核種に対する評価と対象となる
地中に一様に分布する天然放射性核種に対する評価で異なってくる。本研究では後述する通り、測定点で観測される空気カーマ率（実用量である 1cm 線量
当量率とは異なる）が支配的である、134Cs 及び 137Csに対して解析的に評価した。この時、地表面に沈着した 134Cs 及び 137Cs の地中への沈降の度合いを表す
パラメータを relaxation mass β (g cm-2)と呼び、沈
着後 2～3 年経過した場合の β を、参考文献 2 に従って β = 3.0 で評価を行った。

図 4 異なる線量率地域での測定で得られた CZT
検出器からの波高分布の比較(3) CZT 検出器の波高分布からの線量率評価
CZT 検出器によって、環境中で行うその場測定で検出器に入射して相互作用するγ線に起因する電気信号の波高分布を取得することができる。この波高される空気カーマ率に加え、G(E)関数法により波高分布から推定した空気カーマ率を示している。また、測定点の線量当量率について、参考値として、環境

28

表1

CZT 検出器を用いた in situ 放射能測定で得られた 134Cs 及び 137Cs の地表面沈着量及び空気カーマ率

Location

Coordinate oflocation

Distance
from
FDNPS
(km)

Measured surface deposition density
on soil at 11th March,2011(kBq m-2)
134Cs

137Cs

Estimated air
kerma rate due to
134Cs and 137Cs atmeasuring date
(μGy h-1)

Estimated air kerma
rate by the G(E)function method(μGy h-1)

Ambient dose equivalent
rate by the conventional
NaI(Tl) scintillation
survey meter(μSv h-1)

Ohkuma-town,
Chuodai

37:25:26 N
141:00:08 E

2.7, W(1.10±0.02)×104(1.05±0.03)×104

35.8 ± 0.5

37.1

45.3 ± 0.4

Ohkuma-town,
Ohno station

37:24:32 N
140:59:07 E

4.4, WSW(3.29±0.24)×103(3.37±0.08)×103

10.7 ± 0.5

14.1

12.9 ± 0.1

Futaba-town,
Kamihatori

37:27:25 N
140:59:22 E

5.6, NW(1.89±0.13)×103(1.88±0.05)×103

6.11 ± 0.26

3.29

1.63 ± 0.02

モニタリングで広く使用されている日立アロカメデ
ィカル社製 NaI(Tl)シンチレーション式サーベイメー
タで測定した結果を記載している。
得られた沈着量について、土壌試料を採取して行った国のモニタリング結果（福島第一原子力発電所から 2.4 km 地点で、134Cs で 1.4×104 kBq 及び 137Cs で
1.5×104 kBq m-2）と比較し、非常に良く一致している。
また、空気カーマ率を比較したところ、特に高線量当量率地域で取得された結果で、4%以内で一致している。これは、波高分布の計数率の統計精度の観点からも妥当な結果といえる。低線量当量率地域での測定結果は、ピーク面積も小さいため計数誤差が大きい。参考値の線量当量率と比較しても、沈着量を過大に評価している可能性がある。
図４では、一般環境レベルの線量当量率から高線
量当量率地域での in situ 測定で得られた CZT 検出器
からの波高分布を比較する。高線量率地域でも CZT
検出器からのパルス信号の数え落としは 3%以下であり、134Cs 及び 137Cs からのγ線のピークを明瞭に分離でき、かつ妥当なピーク面積の定量が可能であった。また、低線量当量率地域での測定でもピーク自体は十分判別可能である。ピーク面積の低減誤差を低減することを考慮し、測定時間を 15 分から 60 分
以上とより長時間にすることで精度の良い沈着量の定量が可能となる。
なお、2013 年 5 月の実証試験を受け、2013 年 12月には in situ 環境放射能測定をより広範囲で実施しており、参考文献７において結果を報告済みである。

得られている。さらに、得られた波高分布から、１）沈着量からの推定、及び２）G(E)関数法による推定、と異なる方法で測定点での空気カーマ率を推定した。
高線量当量率地域で得られた結果は、いずれの線量評価手法でもお互いに 4％以内で一致している。一連の結果からは、CZT 検出器を使用することで、現在も一部に残る高線量当量率地域での迅速な in situ 放射能分析及び継続的な定点モニタリングが可能であることを示唆している。
謝辞
本研究は、原子力安全基盤科学研究プロジェクトの一部として実施されたものである。著者らは関係各位に謹んで謝意を示します。

参考文献

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Ge(Li) and NaI(Tl) gamma-ray spectrometry for themeasurement of environmental radiation. USAEC
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2) International Commission on Radiation Units andMeasurements. Gamma-ray spectrometry in theenvironment. ICRU Report 53 (Bethesda, MD: ICRU)(1994).
3) Shibahara, Y., Kubota. T., Fujii. T., et al. Analysis ofcesium isotope compositions in environmental
samples by thermal ionization mass spectrometry - 1.
A preliminary study for source analysis of radioactive
contamination in Fukushima prefecture. J. Nucl. Sci.
Technol., 51 (5), 575-579 (2014).
4) Kurosawa, T., Iwase. H., Saito. H., et al. Field photon
4. 結言
energy spectra in Fukushima after the nuclear accident.
高線量率地域の復興をいち早く達成するための研J. Nucl. Sci. Technol., 51 (5), 730-734 (2014).
究の一環として、高線量当量率地域での除染効果検
5) Moriuchi, S and Miyanaga, I., A Method of Pulse
認を確実に行う測定手法について検討を進めている。
Height Weighting Using the Discrimination Bias
Modulation. Health Phys. 12(10), 1481-1487 (1966).
本研究においては、in situ 環境放射能分析を迅速かつ6)International
Commission on Radiological Protection
簡便に行うため、従来広く利用されている NaI(Tl)検(ICRP),
Conversion
coefficients for use in
出器及び Ge 半導体検出器に置き換わる検出器の候
radiological protection against external radiation.
補の一つして、小型軽量で外部電源を要しない CZTICRP Publication 74 Ann. ICRP 27(4), Pergamon
検出器の利用を提案し、本検出器を高線量当量率域
Press, London and New York (1997).
下 (40 μSv h-1 程度) で運用し、in situ 環境放射能測
7) Kowatari, M., Kubota. T., Shibahara, Y., et al.
定への適用可能性について検証した。得られた結果
Application of a CZT detector to in situ environmental
は、134Cs 及び 137Cs について、2011 年 3 月 11 日当radioactivity measurement in the Fukushima area.
Radiation
Protection
Dosimetry(2015),
時の換算で、10,000 kBq m-2 を超えるものであり、国
doi:10.1093/rpd/ncv277.
のモニタリング結果と比較して、矛盾のない結果が29

サーベイメータ等を用いた環境中における空間線量率測定の課題
津田 修一1*

斎藤 公明1

1) 日本原子力研究開発機構 茨城県那珂郡東海村白方白根２－４* tsuda.shuichi@jaea.go.jp

環境中の空間線量率測定に広く用いられているNaI(Tl)およびCsI(Tl)シンチレーション式の測定器について，測定値に対する光子入射方向の影響をシミュレーション計算手法によって評価した。半無限平板状の土壌表面に沈着した光子線源を作成し，地上高さ100 cmに設置した各測定器の波高スペクトルを計算し，空気カーマに対するスペクトル－線量変換演算子（G(E)関数）を導出した。環境中での波高スペクトルと理想的な照射条件（前方, 等方および回転）でのG(E)から線量を算出し，それらを比較した結果，結晶底面の照射条件で最大約30%環境中の線量を過大評価するが，照射する面を適切に選択することによって，±10%以内で環境中の線量を再現できることがわかった。

キーワード サーベイメータ，コンピュータシミュレーション，空間線量率，G(E)関数，方向特性

当たりの線量換算係数を掛けあわせて算出できるが、エネルギースペクトルの測定は，一般に容易ではない。一方，G(E)関数による線量導出手法では，測定器の波高
東京電力福島第一原子力発電所事故（以下，東電福スペクトルと線量換算係数に基づいてあらかじめ導出し島事故）後，福島県をはじめ東日本の広域において，国た G(E)関数を用いて，直接的に高い精度で線量を評価
や地方自治体，大学等の研究機関によって，環境中のできる 2)。以下，簡単に原理および導出方法について述
空間線量率測定等が継続的に実施されている。東電福べる。
島事故で環境中に放出された放射性セシウム等によっa) 原理て，多くの地点で事故前よりも空間線量率が高められてある単色エネルギーE0 の光子に対して，波高スペクトル
おり，その程度は場所によって異なることがわかってきた。
G(E)が存在する場合，フと線量を関係付ける荷重関数
東日本を含む広域の地点において測定された空間線量
ルエンス当りの線量換算係数 ℎ(𝐸0 )は，フルエンスを
1)
率は，線量率マップとして定期的に公開されている 。
∅(𝐸0 )，検出器の応答関数を𝑛(𝐸, 𝐸0 )とすると以下のよう
空間線量率の測定には，原子力発電所等で通常使に表すことができる。
用されるシンチレーションサーベイメータ等が現在も用い∞られている。それらの多くは一方向から（多くは測定器のℎ(𝐸0 ) = ∫ 𝑛(𝐸, 𝐸0 ) 𝐺(𝐸)𝑑𝐸(1)0前方に）の照射条件を基準として，校正場と呼ばれる既よって，種々のエネルギー𝐸i の光子混在場における全線
知の放射線場における線量の値付けや，サーベイメータ
量 D は，波高スペクトルを𝑁(𝐸)とすると，(1)式を用いて等に内蔵されている線量導出用の係数の決定が行われ以下のように書ける。
ている。これらの測定器の有感部には方向依存性の少𝐷 = ∑ ∅(𝐸𝑖 ) ℎ(𝐸𝑖 )ない形状が好ましいが，元来，様々な方向から放射線が𝑖
測定器に入射する環境中での空間線量率測定を想定し𝐸𝑚𝑎𝑥ていないため，入射方向に関する特性を評価する必要=∫
𝑁(𝐸)𝐺(𝐸)𝑑𝐸
(2)
𝐸𝑚𝑖𝑛
がある。
そこで本研究では，実際に空間線量率測定に活用さ このように全線量 D は，場のエネルギースペクトルを解析れている測定器の入射方向特性を評価するために，半 することなく，測定される波高スペクトルと G(E)関数から
無限平板状の土壌表面に放射性核種が沈着した光子 算出することができる。
ICRP の勧告する代表的な照射体系である等方（ISO），
線源（以下，環境線源）に対する波高スペクトルを計算し，導出したスペクトル－線量変換演算子（G(E)関数）から 回転（ROT）および一方向からの照射条件における G(E)
算出した線量に基づいて，種々の照射条件での結果と 関数については，(1)および(2)式を用いて導出した。一
方，環境線源については，(1)および(2)の左項を，地上比較した。
高さ 100 cm における光子フルエンスと線量換算係数に基づく線量に置き換えたのち，同様に算出した。
2. 計算b) G(E)関数の導出(1) スペクトル－線量変換演算子： G(E)関数
単色エネルギーの光子に対するシンチレーション検出
ある場の線量は，エネルギースペクトルの情報と国際器の波高スペクトルの計算には，核反応モデルや核デ
放 射 線 防 護 委 員 会 （ International Commission onータなどを用いてあらゆる物質中での様々な放射線挙Radiological Protection, ICRP）等が勧告するフルエンス
1. はじめに30

動を模擬する汎用モンテカルロ計算コード PHITS 3)を用いた。評価した NaI(Tl)サーベイメータおよび CsI(Tl)シン
チレーション検出器の仕様を表１に示す。日立アロカメ
ディカル製の TCS-172B4)は広く空間線量率の測定に用いられ，また浜松ホトニクス製 C12137 シリーズ 5)は車走
行サーベイシステム KURAMA-II6)に搭載されるシンチレーション検出器である。結晶だけでなく周囲の構造を可能な限り詳細に再現した体系において，40～3000 keVの 16 点の単色エネルギー光子を照射し，結晶内に沈着するエネルギー分布（波高スペクトル）を計算した。しきいエネルギーを 40keV として，高次多項式で表した空気
カーマ用の G(E)関数を，離散化した(2)式の逆行列を解く手法によって決定した。
図 2 環境線源に対する地上高さ 100 cm における光子フルエンス

表１ 評価したシンチレーション検出器
測定器
TCS-172B
C12137-00
C12137-01

結晶種類・形状(mm)NaI(Tl)，円柱，
25.4 x 25.4
CsI(Tl)，直方体，
13 x 13 x 20
CsI(Tl)，直方体，
38 x 38 x 25

光増幅
光電子増倍管
MPPC(マルチピクセルフォトンカウンタ)(2) 無限平板状の線源の作成
環境線源の作成には，PHITS の反射境界機能を用いた手法 7)を用いた。計算体系を図 1 に示す。測定器の下面（地上深さ 0.5g/cm2）に，等方的な光子線源を配置し，垂直な四方の面を反射境界面に設定した。放出された光子のうち，反射境界面において全反射された光子を，
無限平板上から到達した別の光子とみなし，反射境界面上に粒子ごとのエネルギー，位置，方向を記録した線源ファイルを作成した。各単色エネルギー光子について作成した線源ファイルを用いて，各測定器の波高スペク
トルを計算した。
その他，ISO 等の代表的な照射条件における波高スペ
クトルを計算し，各 G(E)関数を得た 8)。

大気10000 [cm]
光子線源→
図1

図 3 環境線源（662 keV 単色エネルギー）に対する地上高さ 100 cm の光子入射角度分布
た検出器（タリー）に到達するまでにエネルギーの一部を失う。
光子の入射角度分布の計算結果を図 3 に示す。地上面から直接測定器に入射する光子のうち，遠方から到達する 90 度方向からの光子の寄与が最も多い。また 90 度
以上の上空から入射する光子は大気中で散乱されたものであり，環境線源の入射方向は ISO または ROT に比較的似ている。これらの結果は他の報告 9,10)とも矛盾しないことを確認した。

反射境界面(2) シンチレーション検出器の波高スペクトル表 1 に示した NaI(Tl)および CsI(Tl)シンチレーション
検出器を地上高さ 100 cm に設置して計算した波高スペ
クトルの例を，結晶底面を一様に照射する条件の結果とともに図 4 に示す。いずれの分布も，全吸収ピークのカウ
ントで規格化している。環境線源の場合，フルエンス全体の 40~50%を占める散乱された光子が結晶に直接入射するために，しきいエネルギー近傍までの低エネルギ
ーの沈着割合は結晶底面の照射条件よりも大きい。

測定器
土壌

無限平板状の線源の計算体系

3. 結果および考察(1) 地上高さ 100 cm における光子フルエンス
環境線源を用いて計算した地上高さ 100 cm における
光子フルエンスを図 2 に示す。40～3000 keV の光子については，土壌中から放出された光子の 40~50%は，土壌および大気中で散乱され，地上高さ 100 cm に設置し(3) G(E)関数空気カーマに対して計算した NaI(Tl)サーベイメータの G(E)関数を図 5 に示す。5 つの異なる照射条件について，約 300 keV 以上の光子エネルギー範囲では照射31

積に依存することを表している。約 200keV 以下では，結晶の底面照射条件（図中，■）は最大約 30%過大評価である。これは，図 5 に示すように相対的に大きい G(E)
関数を乗じて線量を算出しているためである。一方，結晶の側面照射条件の場合（図中，□），ISO および ROT と同様にほぼ±10%以内で環境線源に対する線量と一致する。これは相対的に表面積の大きい面の照射によって，結晶底面の照射条件と比較して環境線源に対する波高
スペクトルに近くなったためである。この結果は，一方向からの照射条件であっても，照射する結晶の面を適切に選択することによって，等方照射に近い照射条件の線量を測定できることを意味する。
b) CsI(Tl)シンチレーション検出器
各照射条件の線量と環境線源による線量の比を図 7に示す。直方体形状（13 x 13 x 20 mm3）の CsI(Tl)結晶については，13 mm x 13 mm の面を一様に照射した場
合， ~100 keV 付近で過大評価し，±10%以内で環境線源に対する線量を再現するエネルギー範囲は，約 800
keV 以上に限られることがわかる。これは，直方体と比較
して円柱形状の方が等方性に優れるためと考えられる。
結晶の別の面（13mm x 20mm，図中，□）を照射する場
合，ほぼ±10%以内で環境線源に対する線量と一致する。
東電福島事故後に，事故現場周辺においてKURAMA-II で取得したデータに基づく評価結果を表 2に示す。線量率の異なる２つの条件で測定した波高スペ

条件による違いは小さい。これはエネルギーの高い光子による結晶内のエネルギー付与は，ほぼ体積に依存するためと考えられる。一方，~200 keV 以下では，結晶内での相互作用回数が増加しどの方向から入射しても大部分のエネルギーが吸収される確率が高くなるため，エネルギー付与は表面積に比例する。その結果，照射面積の小さい円柱形状の底面を照射する場合と，側面を照射する場合で G(E)関数に違いがあり，側面照射条件の G(E)関数は，底面照射条件より小さく，環境線源のG(E)関数に近い。また，ISO および ROT の結果は環境線源に対する結果とほぼ重なっている。これは図 3 で示した入射方向特性で考察したように，ISO および ROT の
入射方向特性が環境線源に似ていることに起因する。
(4) 光子入射方向の影響
一般的な照射条件において導出した G(E)関数を用いて，どの程度環境線源による線量を再現するかを評価するために，環境線源に対する単色エネルギー光子の波高スペクトルを共通の入力として，種々の照射条件の線量を算出し，環境線源による線量と比較した。
a) NaI(Tl)サーベイメータ
円柱形状の NaI(Tl)について，各照射条件の線量と環境線源による線量の比を図 6 に示す。すべての照射条件において，~200 keV 以上の光子エネルギーでは，±10%以内で環境線源に対する線量を再現する。これは高エネルギー光子の場合，沈着するエネルギーは体

図4

フルエンスあたりの NaI(Tl)サーベイ
メータの応答関数の例

図6

環境線源による線量に対する，各照射条件の G(E)関数から求めた線量の比（NaI(Tl)）

図5

空気カーマに対する NaI(Tl)サーベイ
メータの G(E)関数

図7

環境線源による線量に対する，各照射条件の G(E)関数から求めた線量の比（CsI(Tl)）

32クトルデータを用いて CsI(Tl)シンチレーション検出器の線量を算出し，比較した結果，13 mm x 13 mm の面を一様に照射する条件の G(E)を用いると 15~16%の過大評価となり，ISO および ROT では±10%以内で環境線源
に対する線量と一致した。また，結晶の 13mm x 20mm サ
イズの面を照射した場合，比は 0.98 となり，計算から推定した特性とほぼ同じように，環境線源用の G(E)関数から算出した線量をよく再現することがわかった。

4) 日立アロカメディカル株式会社，
https://www.hitachi-aloka.co.jp/products/data/radiation-002-TCS-171172
5) 浜松ホトニクス株式会社，
http://www.hamamatsu.com/jp/ja/C12137.html
6) M. Tanigaki, R. Okumura, K. Takamiya, N. Sato, H.
Yoshino, H. Yoshinaga, Y. Kobayashi, A. Uehara, andH. Yamana, “Development of KURAMA-II and its
operation in Fukushima”, Nucl. Instr. and Meth. A781,
57 (2015).
7) T. Furuta and F. Takahashi, “A computational
approach using reflection boundaries for dose
calculation in infinitely expanded radiation field”,
Radiat. Prot. Dosim. 10.1093/rpd/ncu337 (2015).
8） 津田修一，堤正博，”種々の大きさの CsI(Tl)シンチ
レーション検出器のγ線に対するスペクトル－線量変換演算子（G(E)関数）の計算と評価“，保健物理，
47(4), 260 (2012).
9) Saito K, Petoussi N, Zankl M, Veit R, Jacob P, Drexler
G: Calculation of organ doses from environmental
gamma rays using human phantoms and Monte Carlo
methods. Part I: Monoenergetic sources and naturalradionuclides in the Ground. (1990) GSF-Bericht
2/90.
10) N. Petoussi, P. Jacob, M. Zankl, and K. Saito, “Organ
Doses for Foetuses, Babies, Children and Adults from
Environmental Gamma Rays”, Radiat Prot Dosimetry
37 (1), 31 (1991).

4. まとめ
東電福島事故後，環境中の空間線量率測定に用いられているシンチレーション検出器の光子入射方向に対する影響を，シミュレーション計算によって評価した。正円柱形状の結晶を有する NaI(Tl)サーベイメータについては，中心軸に対して平行に照射する条件で作成したG(E)関数を用いた場合，最大約 30%線量を過大評価するが，中心軸に対して垂直な方向に照射する条件であれば，環境線源に対する線量を±10%以内で再現することがわかった。また，直方体形状の CsI(Tl)シンチレー
ション検出器についても，NaI(Tl)サーベイメータとほぼ同様の結果を得た。さらに放射性セシウムの沈着した環境で実測したデータに基づいて評価した結果，正円筒形状の結晶底面を照射する条件において約 15%線量を過大評価することがわかった。これらの結果は，サーベイ
メータ等を用いた測定は安全側の評価を与えることを意味する。また，G(E)関数を作成する際に用いる検出器の応答関数計算において，照射する結晶面を適切に選択することによって，一方向からの簡易な照射条件であっても，ISO や ROT に近い環境中の線量を評価できることがわかった。今後，結晶の大きさや形状を変えた場合についてより詳細に光子入射方向の影響を検討し，測定器の線量校正の方法を含めて，より正確な空間線量率を測定できる手法を提案したい。

謝辞
NaI(Tl)サーベイメータの構造データの取得に関して，公益財団法人放射線計測協会の江幡芳昭氏，佐藤義高氏，また PHITS を用いた環境中の波高スペクトルの計算に関して，国立研究開発法人日本原子力研究開発機
構の古田琢哉氏にご協力いただきました。ここに感謝いたします。

4. 参考文献
1) 文部科学省，放射線量等分布マップ拡大サイト，
http://ramap.jaea.go.jp/map/
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Chiba, T. Furuta and L. Sihver, “Particle and Heavy
Ion Transport Code System PHITS, Version 2.52”, J.
Nucl. Sci. Technol. 50:9, 913 (2013).
表2#1

測定した波高スペクトルに G(E)関数を掛けあわせて算出した線量の比較（C12137-00）

照射条件（面）

環境線源

面(13 x 13)

ISO

ROT

面(13 x 20)

dose (Sv/h)

4.09 ± 0.07

4.71 ± 0.15

4.14 ± 0.10

4.39 ± 0.10

4.01 ± 0.07

1.00

1.15 ± 0.04

1.01 ± 0.03

1.07 ± 0.03

0.98 ± 0.02

0.39 ± 0.01

0.45 ± 0.02

0.40 ±0.01

0.42 ± 0.01

0.39 ± 0.01

1.00

1.16 ± 0.05

1.02 ± 0.04

1.08 ± 0.04

0.98 ± 0.03

比#2dose (Sv/h)比33

トピックス 3
環境放射能・内部被ばく評価

ダイズの放射性セシウム吸収に及ぼす窒素施肥の影響
二瓶直登*1、広瀬農1、田野井慶太朗1、中西友子11) 東京大学大学院農学生命科学研究科 東京都文京区弥生 1-1-1* anaoto@ mail.ecc.u-tokyo.ac.jp

放射性物質（主に放射性セシウム）が東京電力福島第一原子力事故により飛散し、土壌や農作物が汚染した。作物の放射性セシウム吸収を抑制する手段の一つとして、カリウム施肥が行われている。一方、カリウムとともに作物生育に大きな影響を及ぼす窒素が放射性セシウム吸収に与える影響については、ほとんど報告はないため、本報告では窒素施肥によるダイズのセシウム吸収の影響を検討した。窒素施肥濃度の異なる条件で栽培した結果、ダイズ（幼植物、子実）の放射性Cs濃度、吸収が窒素施肥により増加することを確認した。また、窒素形態別では、硫酸アンモニア＞硝酸アンモニア＞硝酸カルシウムとなり、アンモニ
ア態窒素が硝酸態窒素よりセシウム吸収の増加効果は高いと考えられた。また、アンモニウム施肥で土壌から抽出される放射性セシウムは増加したため、ダイズのセシウム吸収が増加したのは、土壌固相に強く収着していたセシウムを、セシウムとイオン半径の近いアンモニアが置換し、ダイズが吸収しやすいセシウム量を増加したことが一因と考えられた。

キーワード 放射性セシウム, ダイズ, 窒素、 アンモニアあった。
また、原子力事故で汚染した地域の土壌（放射性セシ
ウム約 30,000Bq/kg、交換性カリ 13.4mg 100g-1、pH6）を用いて、次の試験を行った。試験 2 として、窒素処理を変えた土壌を 1L ポットに詰め、ハウス内で成熟期まで栽培した。窒素量を 2 段階（0.4g/pot、1.3g/pot、それぞれ
Low-N、High-N とする）設定し、硝酸アンモニムにて施肥した（写真 2）。成熟期に子実を採取し、子実の放射性
セシウム濃度を測定した。
さらに、窒素形態別のダイズ幼植物への影響を検討（試験 3）するため、小容器（6.5cm×6.5cm×6.5cm）に土壌を詰め、18 日間バイオトロン内（30 ℃、16 h/8 h）でダ
イズを栽培し、地上部を採取した(写真 3)。供試窒素として、硝酸カルシウム、硝酸アンモニウム、硫酸アンモニウ
ムを用い、窒素量を 3 段階（0g/1 区、0.01g/区、0.05g/区、それぞれ non-N、Low-N、High-N とする）設定した。採取したダイズの放射性セシウム濃度は NaI シンチレーショ
ンカウンター（アロカ社 AM-300）で測定した。試験 3 のサンプルは、酸分解後 ICP-OES （Perkinelmer 社，Optima
7300）で各塩基も測定した。反復は 3 で行った。
さらに、窒素施肥を行った土壌の放射性 Cs の抽出量を検討した（試験 4）。試験 2,3,4 と同じ原発事故で汚染した土壌に窒素 0.5g/kg を硫酸アンモニウムにて添加し、25℃で静置した。水分は圃場容水量の 60%とした。窒素
添加後、1、5、15 日目にサンプリングを行った。採取した土壌を 1N・塩化カルシウムで抽出し、フィルター（0.2μM、ミリポア社）でろ過後、NaI シンチレーションカウンター（アロカ社 AM-300）で測定した。

1. はじめに
東京電力福島第一原子力発電所の事故により多量の放射性物質、特に放射性セシウムが環境中に放出され、農耕地を経由して農作物に移行することが懸念されている 1,2。福島県などで行われている農産物のモニタリ
ング検査によると、事故後 4 年が経ち、100Bq/kg を超えるサンプルは一部の農作物に限られている 3,4。穀類のうち、ダイズはイネとともに土地利用型作物であるが、イネと異なり高い傾向がみられており、その要因解明も行われている 5,6,7。移行を抑制するための方策の一つとして施肥による吸収抑制が検討されており、これまでの知見
からカリウム施肥が農作物の放射性セシウム濃度抑制に有効であることが明らかになっている 8,9。一方、窒素施肥が放射性セシウム吸収に与える影響については、イネで吸収を促進するとの報告 10,11 もあるが、ダイズでの報告はない。
本報告では、形態別の窒素施肥が、ダイズ幼植物の放射性セシウム吸収に与える影響を検討した。

2. 材料と方法
窒素施肥によるダイズ(Glycine max)の Cs 吸収に対する影響を検討するため、窒素施肥の影響を圃場（福島県飯舘村）にて検討した（試験 1）。窒素量を 3 段階
（0kg/ha、50kg/ha、100kg/ha、それぞれ non-N、Low-N、High-N）に設定し、硝酸アンモニウムにて散布した（写真1）。播種は 2014 年 6 月 16 日に行い、9 月 2 日に葉をサンプリングした。供試土壌の放射性セシウム濃度は約13,000Bq kg-1, 交換性カリは 15.8mg 100g-1 ,pH は 6.2 で34

態窒素施肥で Cs 濃度が増加することを確認した。
また、図 2 より、硫酸アンモニウム施肥で土壌から抽出される放射性セシウムは増加した。したがって、表 1 で硫酸アンモニア施肥によりダイズのセシウム吸収が増加したのは、土壌固相に強く収着していたセシウムを、セシウ
ムとイオン半径の近いアンモニアが置換し、ダイズが吸収しやすいセシウム量を増加したことが一因と考えられる。
なお、アンモニアイオンはセシウムイオンと同じ一価カ
チオンであり、ダイズがセシウムを吸収する際に土壌中に存在していれば競合によりセシウム吸収を阻害することが予想される。また、同様に同じ一価カチオンのカリウ
ム吸収も抑制し、その結果セシウムの吸収に影響を与えることも考えられた。しかし、本試験は畑条件であり、アン
モニアイオンは栽培期間中に酸化され硝酸イオンに変化すると予測される。また、表 1 の各試験区のカリウム濃度は低下していないことから、本実験ではアンモニアイ
オンによるセシウム吸収抑制や、カリウム欠乏によるセシウム吸収に影響はないと考えられた。なお、土壌からのセシウム溶出はアンモニア施肥 1 日後に増加が確認されている（図 2）ため、アンモニアが酸化される前の早い時期にセシウム置換をしたものと考えられる。
事故から 4 年が経過し、今後、避難地域でも農業が順次再開される。農業の復旧・復興のため、作物の放射性
セシウム吸収メカニズムや吸収を抑制する栽培法の開発
や、再開時の注意点など早急に明らかにする必要がある。しばらく作付のなかった休耕田や、水田から畑への転換時には、通常より土壌中に可給態窒素が多く存在している可能性がある地域の栽培では放射性セシウムの移行に特に注意が必要であると考えられる。

写真 1 現地試験の様子（試験 1）

写真 2 室内試験の様子（左；試験 2、右；試験 3）
3. 結果
図 1 にポット試験の結果を示した。窒素施肥量が多いほど、圃場で試験を行った着莢期の葉（試験 1）、ポットで試験を行った成熟期の子実（試験 2）ともの放射性セシウ
ム濃度は増加した。Table2 に窒素形態別の施肥によるダイズ幼植物の Cs 濃度の結果を示した（試験 3）。ダイ
ズ幼植物の放射性セシウム濃度は、窒素施肥を行った区で行わなかった区より増加した。窒素形態で比較すると、硫酸アンモニウム区が最も高く（無施肥区の約 2.6倍、以下同）、次いで硝酸アンモニウム区(約 2 倍)、硝酸
カルシウム区（約 1.3 倍） となった。また、カリウム、カル
シウム、マグネシウムの増加はみられなかった。図 3 に硝酸アンモニアを施肥した土壌から塩化カルシウムで抽出した Cs 量を示した（試験 4）。抽出する放射性セシウ
ム量は硝酸アンモニア添加 1 日後が最も高く、添加後
15 日でも高い値を維持していた。

450

(a)

400

Cs Bq/kg

350
300
250
200
150
100
50
0

non-N

Low-N

18000

High-N(b)

16000

Cs Bq/kg

14000

4. 考察
ダイズ（幼植物、子実）の放射性 Cs 濃度、吸収が窒素施肥により増加することを、ポット、圃場試験で確認した。
また、ダイズ幼植物の Cs 吸収に対する窒素形態別の影
響は、硫酸アンモニア＞硝酸アンモニア＞硝酸カルシウ
ムとなり、アンモニア態窒素が硝酸態窒素より Cs 吸収の増加効果は高いと考えられた。これまでイネで指摘されていた結果 12,13 と同様に、原発事故で汚染した福島の土壌を用いたダイズの試験でも窒素施肥、特にアンモニア

12000
10000
8000
6000
4000
2000
0

Low-N

High-N

図 1 窒素施肥処理別のダイズの放射性セシウム濃度（a；試験 1、b；試験 2）35

表 1 ダイズの放射性セシウム吸収に及ぼす形態別窒素施肥の影響（試験 3）
treatment
Control

Dry

Cs

K

Ca

Na

P

Bq kg-1

mg g-1

mg g-1

mg g-1

mg g-1

g plant-1

440

21

3.3

0.09

2.0

1.6

28

2.0

1.6

30

1.5

1.3

17

cm

Calcium

Low-N

464

22

4.8

nitrateHihg-N

984

24

8.1

**

Ammonium

Low-N

642

22

3.6

0.12

2.6

1.4

25

nitrateHihg-N 1077

19

3.4

0.09

2.3

1.6

29

Ammonium

Low-N

21

3.5

0.09

2.0

1.6

30

sulfateHihg-N 1634

21

3.1

0.12

2.9

1.5

25

750
**

0.22

Height

**

**

0.09

weight***p < 0.05, **p < 0.01 compared to the control (Dunnet's test).
<http://www.new-fukushima.jp/monitoring/en/> Dateof access 10/5/2015.
6) Nihei N., Monitoring inspection in Fukushima
prefecture and radiocesium absorption of soybean (inJapanese) Isotope News.73. 118-23(2015).
7) Nihei N., Tanoi K. and Nakanishi T. M., Inspectionsof radiocesium concentration levels in rice from
Fukushima Prefecture after the Fukushima Dai-ichi
Nuclear Power Plant accident. Scientific Reports 5,
Article number: 8653-8658(2015/3).
8) Zhu Y. G., Shaw G., Nisbet A.F., and Wilkins B.T.,
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Compartmentation and Flux Characteristics ofRadiocaesium in Intact Spring Wheat Roots. Annalsof Botany 85, 293-298(2000).
9) Sanchez A.L., Wright S.M., Smolders E., Nayor C.,
Stevens P. A., Kennedy V. H., Dodd B. A., Singleton
D. L., and Barnett C. L., High Plant Uptake ofRadiocesium from Organic Soils Due to Cs Mobility
and Low Soil K Content. Environ. Sci. Technol. 33,
2752-2757( 1999).
10)Cline J. F. and Hungate, F. P., Accumulation of
Potassium, Cesium137, and Rubidium86 in Bean
Plants Grown in Nutrient Solutions. Plant Physiol. 35,
826; DOI: 10.1104/pp.35.6.826 (1960).
11)Evans E. J. and Dekker A.J., Effect of nitrogen on
cesium 137 in soils and its uptake by oat plants. Can.
J. Soil Sci., 49, 349-355(1969).
12)Tensyo K., Yeh K., L., and Mitsui S., The uptake ofstrontium and cesium by plants from soil with specialreference to the unusual cesium uptake by lowland
rice and its mechanism. Soil and Plant Food. 6,176(1961).
13)Ohmori Y et al. Difference in cesium accumulation
among rice cultivars grown in the paddy field in
Fukushima Prefecture in 2011 and 2012. Journalof Plant Research. 127, 57-63(2014)

Extracted Cs Bq/kg

250
200
150
100
50
0

0 day

1 day
5 daysdays after nitorgen fertilizer

15 days

図 3 窒素施肥後日数と放射性セシウムの抽出量（試験 4）
5. 謝辞
本研究の一部は、京都大学生存圏研究所の生存圏科学萌芽研究からの助成を受けて実施した。

6. 参考文献
1) Yasunari T. J., Stohl A., Hayano R. S., Burkhart J.
F., Eckhardt S., and Yasunari T., Cesium-137
deposition and contamination of Japanese soils due tothe Fukushima nuclear accident. Proc. Natl. Acad.
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2) Zheng J., Tagami K., Bu W., Uchida S., Watanabe Y.,
Kubota Y., Fuma S., and Ihara S., 135Cs/137Cs
Isotopic Ratio as a New Tracer of Radiocesium
Released from the Fukushima Nuclear Accident.
Environ. Sci. Technol. 48, 5433(2014).
3) Nihei N.，“Radioactivity in agricultural products inFukushima, Agricultural Implications of the
Fukushima Nuclear Accident, Ed, Tomoko M.
Nakanishi・Keitaro Tanoi”, Springer, p.73-85, 2013
4) Hamada N., Ogino H., and Fujimichi Y., Safety
regulations of food and water implemented in the firstyear following the Fukushima nuclear accident.
Radiat. Res. 53, 641(2012).
5) Fukushima Prefecture (Toward a new future of
Fukushima):36

南相馬市で栽培された野菜、米、果物および飲料水中の放射能
静間 清 1)* ，桜井雄志 2)1) 広島大学大学院工学研究院 739-8527 広島県東広島市鏡山 1-4-1
2) NPO 法人ふるさと
975-0033 福島県南相馬市高見町 2-144-6 Japan*shizuma@hiroshima-u.ac.jp
福島第一原子力発電所事故のあと南相馬市で2014 年に６ヶ所の実験畑を設定し、15 種類の野菜を栽培した。生産された野菜の 137Cs, 134Cs, 40K の放射能濃度を測定し、土から野菜,土から米への移行係数を測定した。一つの実験水田において田の土と籾の137Cs と40K の濃度を測定し、移行係数を測定した。また、2013 年と2014 年において同一の樹木から柿と栗を採取し、137Cs と40K の濃度を測定し結果を比較した。さらに南相馬市において上水と井戸水を採取し、測定結果を飲料水の基準値と比較した。これらの測定の結果、野菜と籾に含まれる放射性セシウムの濃度は一般食品の基準値(100
Bq/kg)より大幅に低いことがわかった。栗については一部に基準値を超えるものがあった。また、柿、栗については2013年に比べて、2014 年は137Cs の放射能濃度は約半減した。 上水と地下水からは137Cs が検出されたが飲料水の基準値(10 Bq/L)より大幅に低いことがわかった。放射性セシウムの環境中での移動について情報を得るためにさらに測定の継続が必要である。

キーワード :野菜と米の放射性セシウム、移行係数、果実の放射性セシウム、飲料水の放射性セシウム
1.

はじめに

2011 年 3 月 11 日の東京電力（株）の原子炉事故から 4年が経過した。この原子炉事故により膨大な量の核分裂生成物 1) が環境に放出された。短寿命放射性核種(≤ 30 d) 、たとえば 129mTe, 129Te, 131I, 132Te などは数ヶ月のうちに崩壊してしまうが、長寿命の放射性核種は長い間環境中に留まり、汚染地域に住む人々に外部および内部被曝 2) を与える。
南相馬市は東京電力福島第一原子力発電所から 10-40
km の北西方向にあり、市内の北西および南の地域では高い放射能汚染 3).が生じた。市内の農業生産物や飲料水の放射能汚染は住民の内部被曝をもたらすおそれがある。本
研究の目的は南相馬市内で生産された農産物や飲料水にどの程度の放射能が含まれているか明らかにすることである。このために、2014 年度に我々は市内６ヶ所に実験畑を準備して 15 種類の野菜を栽培し、土と野菜に含まれる放射能濃度の測定を行い、137Cs および 40K の移行係数を求めた。１つの実験水田について土とそこで採れた稲の籾の 137Cs 濃度を測定し、土から籾への移行係数を決定した。また、柿と栗については同一樹木について 2013 年
度と 2014 年度にサンプルを採取し、放射能濃度を測定して年度変化を調べた。さらに上水と地下水サンプルを集めて 137Cs の測定を行った。得られた結果は食品に対する放射能汚染の不安の解消のために住民に報告した。

37

2. 実験と方法
2.1 野菜６ヶ所の実験畑の位置を図１に示す。各畑の広さはお
よそ 10 m × 10 m である。実験畑 F1 の写真を図２に示す。
畑はよく耕運されている。各畑の 6-9 カ所から土のサン
プルを採取した。土はドライオーブンにより 80 ℃ で約
24 時間乾燥させた。その後、2 mm メッシュのふるいを通して小石や枯れ草などを除き、約 60 g の土をポリスチ
レン容器 (U9 容器, 直径 4.8 cm .× 高さ 3.0 cm )に詰めてガンマ線測定サンプルとした。

図１. 南相馬市内の実験畑 F1- F6

500Bq/kg を超えるものが見られたことから 2012 年以降、米の作付制限 5, 6, 7) が行われている。南相馬市でも米の作付・流通は制限されており、一部で福島県の試験栽培のみが行われている。本研究では図 5 に示された南相馬市中太田地区の５ヶ所の田 (P, Y, N, E, D これらの水田は耕運されている) について 2014 年 8 月に土の放射能測定を行った。これらの水田の中で D については米の栽培が行われた。2014 年 10 月に米の収穫時に稲の７株について根の周りの土と稲穂の採取を行った。図６に写真を示す。土と籾は 80℃で 24 時間乾燥させた。土は砕いた後、2ｍｍのふるいを通したのち、約 40ｇをガンマ線測定試料とした。 籾は約 22ｇを直接 U9 容器に詰めた。

図.2 実験畑 F1
ガンマ線測定は低バックグラウンド Ge 検出器（Seiko
EG&G, GEM-110225)で行った。ガンマ検出効率の校正は9 核種の混合容積線源（MX-033, 日本アイソトイープ協会
製）を測定して決定した。放射能濃度は 137Cs, 134Cs, 40K. について求めた。栽培した野菜はミニトマト、じゃがいも、インゲン豆、にんにく、玉ネギ、なす、ピーマン、キュウ
リ、ニラ、モロヘイヤ, かぼちゃ, さつまいも, 白菜, ダ
イコン、白ネギである。野菜の例を図３に示す。これらの野菜は 2013 年 7 月から 11 月にかけて収穫した。野菜は乾燥させず、生のままで小さく刻み、U9 容器に詰めてガンマ線測定試料とした。例として実験畑 F1 で収穫されたキュウリのガンマ線スペクトルを図４に示す。

図 5 南相馬市中太田地区の.カ所の水田

図 6 稲株の根の周りの土（左）と籾の採取（右）2.3 柿と栗
柿と栗はそれぞれ、同一の 3 本の樹木から 2013 年と2014 年に採取した。樹木の位置を図７に示す。柿の木は
P1-P3、栗の木は C1-C3 に示す。P3 および C3 は放射能汚染の高い小高地区に存在している。柿と栗の実の写真を図８に示す。果肉は生のまま細かく刻んで U9 容器に詰めてガンマ線測定試料とした。

Counts per channel

図 3 実験畑 F5 で収穫された野菜の例

100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0

MS26-5 40000ｓ F1 キュウリ
134 Cs137 Cs604 keV700

134 Cs796 keV

661 keV

800

900

1000

2.4 上水と地下水の採取
南相馬市の上水は３ヶ所の上水場から供給されている。
それらは牛越上水場、大谷上水場、矢川原上水場である。
これらの上水場の水源には地下水が使用されている。南相馬市内の民家ではこれらの上水の他に、多くの民家では所有地内にボーリング井戸を堀り、地下水が生活用水に利用されている。６ヶ所の上水サンプルの採取場所(T1-T6) と 11 カ所の地下水（G1-G11）の採取場所を図 9
に示す。

1100

Channel number

図４ 実験畑 F1 で採れたキュウリのガンマ線スペクトル2.2 米
福島県の 2011 年の米のモニタリング調査において38

図9 ６ヶ所の上水 (T1-T6) と11ヶ所の地下水（G1- G11）の採取場所

図７南相馬市内の柿 (P1- P3)と栗(C1- C3)の採取場所

表１ 実験畑 F1-F6 の土の 134Cs, 137Cs , 40K の放射能濃度.

図.8 柿の実と栗の実の写真

137

F1
F2
F3
F4
F5
F6

1249
1034
1263
1905
826
791

Cs(Bq/kg)

± 30
± 24
± 30
± 48
± 22
± 18

134

Cs(Bq/kg)

448
336
429
674
271
271

± 9
± 7
± 8
± 13
± 6
± 7

137

Cs + 134 Cs (Bq/kg)

40

1697
1370
1692
2579
1097
1033

422
385
465
565
489
391

± 31
± 25
± 31
± 50
± 23
± 19

K (Bq/kg)

± 15
± 14
± 16
± 19
± 17
± 14

134

Cs/ 137 Cs

0.358
0.341
0.338
0.353
0.332
0.345

部の植物について生の場合と乾燥させた場合の植物の重量比の表も示されている。本研究では食材としての野菜に含まれる放射性セシウムの濃度が食品基準基準値と比
較してどの程度かを知るために生の食材中の放射性セシ
ウムの濃度を求めた。また、40K の移行係数についても求めた。実験畑 F1 で収穫された野菜について 137Cs と 40Kの移行係数を図10 に示す。137Cs の移行係数は約0.001 であり、40K の移行係数は約0.020 であることがわかる。
実験畑 F1-F6 についてすべての野菜の 137Cs と 40K の平均濃度と移行係数を平均した値を表２に示す。野菜の137
Cs 放射能濃度 1.2-2.8 Bq/kg であり、一般食品の基準値
100 Bq/kg より大幅に低いことがわかる。40K の平均濃度
は 68-128 Bq/kg で 137Cs よりも高く、移行係数も 0.1660.287 で 137Cs の移行係数 0.0009-0.0018 よりも高い。

水の採取は現場において1L の水をポリエチレン容器に直接採取した。試料水はメスフラスコにより正確に 1L をとり、以下の方法で蒸発乾固させた。ます、ホットプレート
上にステンレスバットを置き、その上にナフロンシート
を敷き、そこに水を注いだ。温度を 100 ℃ に設定し、約6 時間加熱すると蒸発乾固試料が得られる 8)。 蒸発乾固したナフロンシートを折りたたんで直径 15 mm .× 高さ
40 mm の円筒形試料とし、井戸型 Ge 検出器によりガンマ線の測定を行った。
3. 結果と考察
3.1 野菜６ヶ所の実験畑の土の 137Cs, 134Cs, 40K の放射能濃度および 134Cs/137Cs 比を表１に示す。土の 137Cs の放射能濃度は 2014 年 7 月で 791–1909 Bq/kg であった。また、
134
Cs/137Cs 比は平均で 0.34 であった。土の 40K の放射能
濃度は 391-565 Bq/kg であった。６ヶ所の実験畑において野菜の 137Cs と 40K の放射能濃度は決定できたが、134Csの放射能濃度は低いために決めることができなかった。
本研究では移行係数を次のように定義した。

TF =

実験畑

移行係数 TF

1.00000.1000Cs (Bq/kg − fresh weight ) in plant137
Cs (Bq/kg − dry weight ) in soil

40K

0.01000.00100.0001137

F1 実験農地

Cs

137

0.0000

一般に移行係数 TF 9, 10, 11) は植物の乾燥重量あたりの放射能濃度(Bq/kg) と乾燥土壌の放射能濃度の比で定義される。植物の乾燥重量ではなく生の重量について移行係数を求めた例もある 12)。また、IAEA-TRS-472 11) には一

図 10 実験畑 F1 の土から野菜への 137Cs と 40K の移行
係数392011 年に 0.0008-0.01 を報告した。我々の経験では籾から玄米にすると 137Cs 濃度は約半分に減少し、精米にすると1/4 に減少し、さらに白米を水で洗浄すると 1/8 に減少する。従って、本実験の籾への移行係数と精米についての移
行係数のこれまでの報告とは一致している。
水稲の放射性セシウムの吸収抑制対策としてカリウム
肥料やゼオライトの効果について多くの報告 18, 19, 20) がある。天然放射性同位元素である 40K は安定カリウムの中に0.00117 %含まれている。40K の食品中の放射能濃度については規制対象となっていないが表２や表４に示されたよ
うに野菜や米に含まれる 40K の放射能濃度は 137Cs よりもかなり高い。後藤ら 20) により指摘されているように 40K
は食品を通して人に内部被曝をもたらすので、カリウム
肥料の追肥による米の 40K の含有量の増加の有無についても検討が必要である。

表 2 実験畑 F1-F6 についての野菜の 137Cs と 40K の放射能濃度と移行係数
実験畑

137

F1
F2
F3
F4
F5
F6

1.2
1.4
2.1
2.8
1.6
1.4

Cs (Bq/kg)

± 0.3
± 0.4
± 0.4
± 0.4
± 0.3
± 0.4

40

K (Bq/kg)

68
84
82
86
128
81

移行係数 TF
40
Cs
K± 0.0003
0.181 ± 0.009± 0.0004
0.240 ± 0.010± 0.0003
0.197 ± 0.008± 0.0002
0.166 ± 0.007± 0.0003
0.287 ± 0.010± 0.0003
0.191 ± 0.007

137

± 3
± 4
± 4
± 3
± 3
± 5

0.00090.00140.00120.00140.00180.0011

塚田ら 10) は精米において土の安定カリウムの濃度と137
Cs および安定 Cs の吸収には逆比例関係があることを報告した。田上と内田 13) はフキとスギナ.において 137Csと 40K の挙動は異なることを報告した。本研究では安定
カリウムと安定セシウムの含有量の分析は行っていないが、野菜に含まれる 137Cs と 40K の濃度の相関を調べたと
ころ 相関係数は+0.365 であった。
このことは 137Cs と 40Kには弱い相関があることを示している。
3.2 米
5 ヶ所の実験田の土に含まれる 137Cs, 134Cs, 40K の濃度と 134Cs/137Cs 比を表３に示す。137Cs の濃度は 2014 年８月
で 824–1102 Bq/kg であり、40K の濃度は 394-666 Bq/kg であった。
米の作付は実験田 D のみで行われた。籾の 137Cs 、
40
K の放射能濃度および移行係数を表４に示す。137Cs 濃
度は 11.6±1.6 Bq/kg であり、一般食品の基準値 100 Bq/kgに比べて大幅に低い値であった。また、土から籾への移行
係数は 137Cs と 40K についてそれぞれ、 0.011±0.001
0.071±0.004 であり、40K の方が７倍高い移行係数であった。
塚田ら 10) は 2005 年に土から精米への移行係数として0.0016 を報告した。駒村と津村 14) は 1994 年に 0.003 を報告した。これらの移行係数は 1950-1980 年代の核実験
フォールアウトと 1986 年のチェルノブイリ原子炉事故のフォールアウトに含まれた 137Cs についての移行係数である。福島原発事故以後については遠藤ら 15) は 2012 年に精米について 0.006-0.013, 籾について 0.019-0.026 を報告した。

3.3 柿と栗
柿と栗に含まれる 137Cs, 134Cs, 40K の放射能濃度について 2013 年度の結果を表 5 に示し、2014 年度の結果を表 6に示す。また、これらの結果を図 11 と 図 12 に年度ごとに比較して示す。柿の 137Cs＋134Cs 濃度は 2014 年度で 343 Bq/kg であり、一般食品の基準値に比べて大幅に低いが、栗については C3 で 137Cs＋134Cs 濃度が 208 Bq/kg であり、一般食品の基準値を超えている。栗については野菜や柿などよりも放射性セシウム濃度が高い傾向がある。C3 の表 5 柿と栗 の 137Cs, 134Cs, 40K の放射能濃度（2013 年）
果実(2013)柿栗

表 3 水田 P-D の土の
水田
P
Y
N
E
D

137

Cs （Bq/kg）
826 ± 221076 ± 29
824 ± 30968 ± 35
1102 ± 34

134

Cs (Bq/kg)
285 ± 8369 ± 10286 ± 11333 ± 12350 ± 11Cs, Cs , K の放射能濃度134

果実(2014)

40

Cs+ 134Cs (Bq/kg)
1111 ± 24
1445 ± 311110 ± 31
1301 ± 37
1453 ± 35

13740
K (Bq/kg)
557 ± 21666 ± 24591 ± 17394 ± 12650 ± 29

栗134
Cs/ 137Cs
0.345 ± 0.020
0.343 ± 0.020
0.346 ± 0.026
0.344 ± 0.026
0.320 ± 0.012

D137
Cs (Bq/kg)
籾土
11.6 ± 1.51102 ± 80

TF (137Cs).
0.0115 ± 0.0008

40
K (Bq/kg)
籾土46 ± 5650 ± 70

134
Cs
(Bq/kg)5.6 ± 2.1
18.0 ± 2.0
9.2 ± 0.8
16 ± 356 ± 5181 ± 16137

Cs+ 134Cs（Bq/kg)19 ± 376 ± 539 ± 253 ± 5195 ± 12608 ± 42

40K
(Bq/kg)73 ± 1079 ± 90±0
101 ± 14110 ± 14233 ± 32

Cs/ 137Cs

134

0.43 ± 0.18
0.31 ± 0.04
0.31 ± 0.04
0.43 ± 0.09
0.40 ± 0.05
0.42 ± 0.05

場所
P1
P2
P3
C1
C2
C3

137
Cs
(Bq/kg)3 ± 2
33 ± 316 ± 219 ± 322 ± 2156 ± 11134
Cs
(Bq/kg)
0 ± 0
9 ± 2
4 ± 1
5 ± 2
6 ± 1
52 ± 4137

Cs+ 134Cs（Bq/kg)3 ± 2
43 ± 420 ± 324 ± 428 ± 2208 ± 1240
K
(Bq/kg)79 ± 1132 ± 556 ± 8242 ± 28134 ± 13140 ± 13134

Cs/ 137Cs

0±00.27 ± 0.06
0.22 ± 0.08
0.26 ± 0.12
0.27 ± 0.06
0.33 ± 0.03

サンプリングを行った小高地区では食品の基準値を超える栗が検出される。
40
K については 2014 年度の柿について 32-79 Bq/kg，栗について 134-242 Bq/kg であり放射能汚染とは無関係であるので地域的な違いはない。
柿と栗に含まれる放射性セシウムの濃度は 2013 年に比べて 2014 年にほぼ、半減している。土の中の 137Cs 濃度はほとんど変わらないので、樹木の根の周りの 137Cs の化学形が吸収されにくい非溶存形に変化したためと考えられる。このような現象はこれまでにエイジング 21) として報告されている。このような効果を調べるために引き

表 4 水田 D の土から籾への 137Cs および 40K の移行係
数 TF (2014 年度).
水田

P1
P2
P3
C1
C2
C3

137
Cs
(Bq/kg)13.1 ± 2.6
58.0 ± 4.6
30.1 ± 2.3
37 ± 4139 ± 11427 ± 39

表 6 柿と栗 の 137Cs, 134Cs, 40K の放射能濃度（2014 年）
柿

137

場所

TF (40K).
0.071 ± 0.004

藤村ら 16) はポット実験から精米について 2011 年に0.011、2012 年に 0.0061 を報告した。また、水田での実験として 2011 年に 0.0008-0.17 を報告した。大森ら.17) は40

表 7 上水と地下水中の 137Cs 放射能濃度（2014 年）

続き測定が必要である。
70

2013

60
137 Cs (Bq/kg)

上水/地下水
上水
T1
T2
T3
T4
T5
T6
地下水
G1
G2
G3
G4
G5
G6
G7
G8
G9
G10
G11

柿
2014

50
40
30
20
10
0

P1

P2

P3

500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0

栗
2013
2014

C1

C2

137 Cs (mBq/L)

137 Cs (Bq/kg)

図 11 2013 年と 2014 年の柿に含まれる 137Cs 放射能濃度

137
Cs(mBq/L)
13.4 ± 2.5
9.2 ± 2.1
6.3 ± 1.5
5.7 ± 1.8
5.7 ± 1.8
4.4 ± 1.8
26.7 ± 3.5
4.9 ± 1.7
5.4 ± 1.6
6.5 ± 1.8
16.8 ± 2.4
24.0 ± 3.0
ND
ND
0.2 ± 0.1
2.5 ± 0.7
6.8 ± 1.3

C3

図 12 2013 年と 2014 年の栗に含まれる 137Cs 放射能濃度
3.4 上水と地下水
上水と地下水の 137Cs 濃度の測定結果を表７に示す。また、それぞれの分布を図 13、14 に示す。上水中の 137Cs 濃
度は 4.4 -13.4 mBq/L、地下水中の濃度は 0-27 mBq/L であった。これらの 137Cs 濃度は飲料水の基準値 10 Bq/L に比べて、1/400 以下であり低い値であった。南相馬市の上水は３ヶ所の浄水施設から供給されているが図 13 からわかるように上水場による 137Cs 濃度の違いはみられなかった。
地下水は G3 が 100 ｍ、G9 が 75 ｍのボーリング井戸
であるが、他はおよそ 5 ｍの深さの井戸である。G7, G8では検出されず、G9 はわずかであった、G7-G9 は市内の南部に位置しておりこの地区では 137Cs の地下水への浸透が遅いといえる。
太田ら 22) は福島原発事故後の関東地区において地下水の 137Cs と 131I による汚染の予測を行った。予想される
137
Cs の拡散速度が 0.6 mm/y であったことから関東地区の地下水の汚染は起こりにくいと報告した。関東地区と南相馬地区では土壌の質が異なり、また、福島原子炉事故による地上の放射能汚染の程度も異なるが、後者ではわず
かながら地下水の汚染は観測された。さらに 137Cs の拡散の状況を調べ、飲料水の安全性を検証するためにもさらに飲料水の測定を継続する必要がある。

20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0

牛越上水場

大谷上水場

T1

T3

T4

上 水

T2

矢川原上水場T5

T6

図 13 南相馬市の上水中の 137Cs 放射能濃度35

地下水中の137Cs

137 Cs (mBq/L)

30
25
20
15
10
5
0

ND ND
G1

G2

G3

G4

G5

G6

G7

G8

G9

G10 G11

地下水

図 14 南相馬市の地下水中の 137Cs 放射能濃度について調査したところ、野菜の 137Cs 放射能濃度 1.2-2.8
Bq/kg であり、食品基準値より大幅に低いことがわかった。
また、畑の土と野菜に含まれる 137Cs と 40K の放射能濃度を測定することにより土から野菜への移行係数を求めたところ 37Cs で 0.0009-0.0018，40K で 0.166-0.287 であった。米の 137Cs 濃度は 11.6±1.6 Bq/kg であり、一般食品の基準値に比べて大幅に低く、移行係数は 0.011±0.001 であった。柿と栗について 2013 年と 2014 年にわたり同一の樹木で 137Cs 濃度を調べたところ、2014 年度は 2013 年度の半分程度に減少するエイジング効果が見られた。また、栗については一部に食品基準値を超えるものがあった。
飲料水として上水 6 サンプル、地下水 11 サンプルを測定したところ 0-27 mBq/L の範囲でわずかながら 137Cs が検出された。これらの値は飲料水基準 10 Bq/L.より十分小さ
いが今後も測定を継続することが必要である。

4. 結論
2014 年度に南相馬市において 6 ヶ所の実験畑を設けて15 種類の野菜を栽培した。これらの畑で生産された野菜の放射能濃度を測定することにより、食品中の放射能濃度基準に対して実際にどの程度の放射能が含まれるのか4112) M. Brambilla, P. Fortunati, F. Carini, Foliar and root
uptake of 134Cs, 85Sr, and 65Zn in processing tomato
plants (Lycopersicon esculentum Mill). J. Environ.
Radioact. 60 351-363 (2002)
13)K. Tagami and S. Uchida, Effective half-lives of
137Cs in giant butterbur and field horsetail, and the14) 駒込美佐子、津村昭人,誘導結合プラズマ質量分析法による土壌から白米への放射性核種の移行係数
算定 RADIOISOTOPES 43, 1-8 (1994).
15) S. Endo, T. Kajimoto,K. Shizuma: Transfer
coefficient soil to rice plant of 134Cs and 137Cs
deposition due to Fukushima Daiichi Nuclear Power
Plant accident. J. Environ. Radioact. 116 ,59-64(2012).
16) S. Fujimura, Y. Muramatsu, T. Ohno, M. Saito, Y.
Suzuki, T. Kobayashi, K. Yoshioka, Y. Ueda,
Accumulation of 137Cs by rice grown in four types ofsoil contaminated by the Fukushima Dai-ichi Nuclear
Power Plant accident in 2011 and 2012. J. Environ.
Radiat. 140 , 59-64 (2015).
17) Ohmori, Y., Inui, Y., Kajikawa, et al. Difference incesium accumulation among rice cultivars grown in
the paddy field in Fukushima Prefecture in 2011 and2012. J. Plant Res. 127, 57-66 (2014).
18) 吉岡邦雄, 福島県農業総合センターの活動, 水稲の放射性セシウム吸収抑制対策について
www.jrsm.jp/shinsai/1-3_Yoshioka.pdf
19) 福島県農林水産部 農業技術情報 第 24 号「水稲の放射性セシウム対策としてのカリ施用」
www.town.bandai.fukushima.jp/data/download/pdf/20
12/ganba24suitou-kariH24.
20) 後藤逸男，蜷木朋子、近藤綾子、稲垣開聞生、水稲への放射性セシウム吸収抑制対策、福島の農業再生を支える放射性物質対策研究シンポジウム（2013年 6 月）
http://www.naro.affrc.go.jp/project/research_activities/files/fukushima_sympo_report_7.pdf
21) H. Noordijk, K. E. van Bergeijk, J. Lembrechts, M. J.
a Frissel, Impact of aging and weatherconditions on
soil-to-planttransferofradiocesium
andradiostrontium. J. Environ. Radioact. 15, 277–286(1992).
22) T. Ohta, Y. Mahara, T. Kubota, S. Fukutani, K.
Fujiwara, K. Takamiya, H. Yoshinaga, H. Mizuochi, T.
Igarashi, Prediction of groundwater contamination
with 137Cs and 131I from the Fukushima nuclear
accident in the Konto district. J. Environ. Radioact.
111, 38-41 (2012).

謝辞
本研究を行うにあたり次の皆様方にご協力いただきました。厚く感謝申しあげます。佐藤光義氏、志賀裕司氏
半沢恒清氏、鈴木正之氏、櫻井英喜氏、館山 清氏、杉 成
文氏、門馬利典氏、山田 稔氏、志賀信夫氏、堀内豊明氏、（株）松岡建設様、高橋明子氏、遠藤和夫氏、門馬和雄氏、
杉 和昌氏。
参考文献
1) S. Endo, S. Kimura, T. Takatsuji, K. Nanasawa, T.
Imanaka, K. Shizuma, Measurement of soil
contamination by radionuclides due to Fukushima
Daiichi Nuclear Power Plant accident and associatedcumulative external dose estimation. J. Environ.
Radioact. 111, 18-27 (2012)
2) N. Kamada, O. Saito, S. Endo, A. Kimura, K. Shizuma,
Radiation doses among residents living in 37 km
northwest of the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power
Plant. J. Environ. Radioact. 110, 84-89 (2012)3) T. Kajimoto, S. Endo, T. Naganuma, K. Shizuma,
Distribution of radioactivities 137Cs and 134Cs inriver water and bottom sand for major rivers at
Minami-Souma City in Fukushima. Proceedings ofInternational
SymposiumonEnvironmental
monitoring and dose estimation of residents after
accident of TEPCO’s Fukushima Daiichi Nuclear
Power Stations. pp. 96-100 (2013) (KURRI).
4) 食品中の放射性物質の対策と現状について、厚生
労 働 省 医 薬 食 品 局 食 品 安 全 部
http://www.mhlw.go.jp/shinsai_jouhou/dl/20131025-1.pdf5) 平成 24 年産の稲の作付制限 - 原子力規制委員会
www.nsr.go.jp/archive/nsc/ad/pdf/20120405_1.pdf6) 24 年産稲の作付制限等の対象区域 - 厚生労働省
www.mhlw.go.jp/topics/bukyoku/iyaku/syoku-anzen/iken/dl/120801-1-saitama
7) 25 年産稲の作付制限及び 25 年産米の全量生産出荷管理の対象区域 (福島県ホームページ)
https://www.pref.fukushima.lg.jp/sec/36035b/daishinsai-25kome-sakutsukeseigen.html
8) K. Shizuma, S. Hamanaka, X. Q. Wen, K. Iwatani and
H. Hasai, A method for measuring accurate radon
concentration in water by means of gamma-ray
spectrometry. Nuclear Instrum. Methods in PhysicalResearch A410, 309-313 (1998)
9) C. Myttenaere, Absorpyion of radiocaesium byflooded rice: relative importance of foods and shootbase in the transfer radioactivity. Plant. Soil. 36 (1) ,215-218 (1972)
10)Tsukada, H. Hasegawa, H. HIsamatsu, S. Yamasaki, S.
Transfer of 137Cs and stable Cs from paddy soil topolished rice in Aomori, Japan. J. Environ. Radioact.
59, 351-363 (2002a)
11) IAEA, Handbook of Parameter Values for thePrediction of Radionuclide Transfer in Temperate
Environments. Technical Report Series (TRS) No.472,
Appendix I. International Atomic Energy Agency,
Vienna (2010).

42福島第一原発事故後の137Csの沈着量と野生山菜への137Csの移行割合
清野嘉之*1) 赤間亮夫1)
1)

国立研究開発法人 森林総合研究所 茨城県つくば市松の里１*kiono@ffpri.affrc.go.jp

Kiyono & Akama (in press)は政府公表データを使い、福島第一原発事故2–3年後の放射性セシウムの地表面への沈着量と野生山菜12種の可食部の放射能汚染との関係を求めた。関係はべき乗式で近似でき、式は12種全体、また、種別でも、ミヤマイラクサを除く11種で統計的に有意であった。関係は種によって異なり、例えば、同じ沈着量のときの植物体中の濃度はコシアブラが高く、タラノキ、ワラビ、ウドな
どは中庸、フキ（葉）やオオバギボウシは低めであった。137Csの地表面への沈着量と植物体サンプル濃度の関係式を予測式として用い、137Cs沈着量が10、60、300 kBq m-2のときの137Csの植物体濃度、移行割合を山菜の種類別に推定した。沈着量の増加とともに、ミヤマイラクサ以外の11種では植物体濃度が増加し、11種中コシアブラ以外の種では、移行割合が小さくなった。コシアブラの移行割合は沈着量によらず、あまり変わらなかった。コシアブラは調べた範囲では沈着量の増加にほぼ比例して植物体の吸収量を増やしており、他の植物とは137Cs吸収のしくみが異なると考えられる。

キーワード: 移行係数, コシアブラ, 福島第一原発事故
1 はじめに

放射性セシウム濃度の検査では検体の産地が市町村単位で示される場合が多い。このため、地表面への沈着量は、

福島第一原発事故は山菜食の文化圏で起きた初めての文

深刻な放射能汚染事故である。植物体の放射性物質濃度
1)

科

省

発

表

（http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/contents/7000/6749/24/191_258_03
01_18.pdf）の航空機モニタリングによる137Cs土壌濃度マ

は空間線量率とおおむね正の相関関係にある 。野生山
2)菜でも同様の傾向 が認められている。しかし、野生山菜の種類による違いは、データ数が少ないことから、一ップ（地表面への沈着量/2012.11.16現在値換算）（図1）

部の種について明らかになっているだけである。県等自4)治体が実施している農産物に含まれる放射性セシウム濃と最小の平均値を求めてその市町村の沈着量とした。

度の検査では、多数の放射性物質濃度の計測値が公表されていることから、Kiyono & Akama3) は福島県のデータ(2) 野生山菜の放射能汚染

で福島県の市町村ごとの沈着量範囲を読み取り、最大福島県発表、林野庁取りまとめのきのこ・山菜等の放を利用し、福島第一原発事故により環境中に放出された

射菜の放射能汚染との関係を分析した。ここではその概要

性 モ ニ タ リ ン グ 検 査 結 果（ http://www.rinya.maff.go.jp/j/tokuyou/kinoko/kensakekka/fukusi

を報告する。

maken.html）の山菜（野生）データでは2013、2014年の本研究は林野庁事業及びJSPS KAKENHI Grant Number
15K07496の経費を使用して行った。

両年間で特段の傾向差は認められなかった。そこで、両放射能（放射性セシウムの地表面への沈着量）と野生山

年のデータを合わせ、12種（サンショウ、コシアブラ、
タラノキ、ウド、フキ（葉、花蕾）、モミジガサ、ウワ
バミソウ、ミヤマイラクサ、オオバギボウシ、クサソテ

2 材料と方法

ツ、ワラビ、ゼンマイ）、685サンプルの植物体生重当
たり137Cs計測値を用いた。不検出の場合は検出限界値(1)（2.3～9.4 Bq kg-1）で代用した。種ごとのサンプル数は16～121となった。なお、山菜中の放射能には福島第一地表面への沈着量

県等自治体が実施・公表している、農産物に含まれる

43

原発事故より前の大気核実験などに由来する放射能も含（葉）＜ツルアジサイ、イワガラミ、コシアブラと報告まれていると考えられるが量的割合は小さいと考えられしている。
なお、植物体の 137Cs 計測値が不検出のとき検出限界

ることから、ここでは無視した。

値で代用したことから、図 1 中の式で計算した値は、沈(3) 回帰分析

着量が少ない場合、真値より大き目になる可能性がある。

エクセル統計2008（株式会社・社会情報サービス）を使用し、沈着量と山菜の放射能汚染との関係を近似した。 (2)137

Cs の植物体への移行割合

畑地では植物の根が伸びる深さの土を耕耘して均質化しているが、森林では場所や地面からの深さによって土壌の性質や放射性セシウム濃度が大きく異なる。このため、土地面積当たりで算出した移行係数（植物生重当たりの濃度/土地面積当たりの濃度, TFag, m2 kg-1）が提案されている 5)。しかし、山菜の多くは林床植物で、放射性セシウムは土壌だけでなく上木からの落葉などを通しても林床植物に移行する可能性がある。前項(1)で述べた
地表面への沈着量を生態系への供給量とし、植物体
Cs 濃度との関係の近似式を求め、それを予測式とし137て用いて、137Cs 沈着量が 10、60、300 kBq m-2 のときの植物体の 137Cs 濃度、環境からの移行割合を山菜の種類別に推定した（表 1）。種ごとに見ると、ミヤマイラクサ
以外の 11 種では沈着量の増加とともに植物体濃度が増加し、うちコシアブラ以外の種では、移行割合が明らかに低下した。コシアブラ以外の植物には、沈着量が増加
しても、植物が吸収し易い 137Cs 量は沈着量ほどには増えていないようである（べき乗式の傾き：0.100～
0.697）。コシアブラは移行割合が沈着量によらず、あまり変わらなかった（同：1.026）。コシアブラは沈着量の増加にほぼ比例して植物体の吸収量を増やしており、他の植物とは 137Cs 吸収のしくみが異なると考えられる。
分類群（表 1）について見ると、コシアブラの移行割
図1 福島第一原発事故による Csの地表面への沈着量
http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/contents/7000/6749/24/191_258_0301

合は高くても、タラノキやウドを加えたウコギ科 3 種が_18.pdf（P = 0.40, 137Cs 沈着量 60 kBq m-2 時の移行割合で t 検定を

137

4)

他の科の植物（9 種）より割合が有意に高いことはなく実施。以下同じ）、被子植物（9 種）とシダ植物（3種）（表 1）との間にも割合の有意差はなかった（P =3 結果と考察0.38）。チェルノブイリ事故の事例でオシダ属のシダ（Dryopteris filix-mas）が他の草（grass）より汚染濃度が(1)高いという報告 6)がある。福島事故のケースでもシダ植

137

Csの地表面への沈着量と植物体濃度の関係

Cs の地表面への沈着量と植物体中の濃度との間に物のヤマドリゼンマイは最も高濃度汚染していた植物のは、べき乗式で近似できる関係があった。その関係は調一つ 2)であった。しかし、表 1 に示した通り、クサソテ

べた山菜 12 種全体、また、種別でも沈着量データの範ツ、ゼンマイ、ワラビでは他の植物より割合が高い傾向

囲が狭いミヤマイラクサ（P = 0.5054）を除く 11 種（図は認められなかった。「シダ植物は高濃度」と一般化す

1）で、統計的に有意（P ≤ 0.0344）であった。同じ沈着ると誤りになる。

137

量のときの植物体中の濃度はコシアブラが高め、タラノ

生活形は生物の機能や形態にもとづく分類の一種で、

キ、ワラビ、ウドなどは中庸、フキ（葉）やオオバギボ

さまざまなものがある。表 1 の落葉樹（3 種）と多年草

ウシは低めと、種による違いがあった。フキ（葉）が他（9 種）という生活形の間では移行割合に有意差はなかった（P = 0.39）。しかし、生活形のなかには放射能汚2)の種より低濃度である傾向は、別の調査 も、フキ

44

染の程度に深くかかわるものがある。例えば、Kiyono &リ

Akama はイワガラミやツルアジサイが高濃度である理

http://www.rinya.maff.go.jp/i/press/hozen/111227_2.html

由を、付着根を持つ蔓植物で付着根を汚染された樹皮や

2) Kiyono Y, Akama A, “Radioactive cesium contamination of

腐植に張るためと推察している。
なお、今回見られた種間の違いの原因には、生育環境

edible wild plants after the accident at the Fukushima Daiichi

2)

リ

ー

ス

,

林

野

庁

,

2011

Nuclear Power Plant”, Japanese Journal of Forest Environment,
55(2), 113–118, 2013

2)の違い もある。放射性物質が集まり易い集水地形や斜面下部に生育地を持つ種は濃度が高くなり易い。また、

3) Kiyono Y, Akama A, “The amount of 137Cs deposition and

サンプルの採取時期（植物季節）の影響も及んでいる。

aggregated transfer factors of 137Cs to wild edible-wild-plants after

新葉と比べてバイオマスが増えた成葉では濃度が低下す

the accident at TEPCO's Fukushima Daiichi Nuclear Power7, 8)

る ので、展開をほぼ終えた若い地上部が山菜として採

Station”, Proceeding of International Symposium on

取されるフキ（葉）とウワバミソウは、他の山菜植物よRadiological Issues for Fukushima's Revitalized Future,
Fukushima City, 30-31 May, 2015 (in press)

りも濃度が低めになっている可能性がある。
以上の通り、県等自治体公表の農産物に含まれる放射4) 文部科学省, “①第 6 次航空機モニタリングの測定結性セシウム濃度の検査結果を利用して、野生山菜の種類

果、及び②福島第一原子力発電所から 80km 圏外のによる放射能汚染の違いを推定できることが分かった。

航空機モニタリングの測定結果について”, 平成 25

沈着量と植物の放射性物質濃度との関係は放射性物質のがある。県等自治体公表の農産物に含まれる放射性セシ

年 3 月 1 日プレスリリース , 文部科学省, 2013
http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/contents/4000/3710/24/13058
20_20110506.pdf

ウム濃度の検査を、精度向上を図りつつ継続することに

5) 山口紀子・高田裕介・林健太郎・石川覚・倉俣正人・

より、沈着量と植物の放射性物質濃度との関係のトレン

江口定夫・吉川省子・坂口敦・朝田景・和穎朗太・ドを検出できる可能性がある。しかし、地表面への沈着

牧野知之・赤羽幾子・平舘俊太郎, “土壌－植物系に量は同じ市町村でも大きな違いがある（図1）。現在のおける放射性セシウムの挙動とその変動要因”, 農環

予測値の精度は、各市町村でその最大値と最小値の平均

研報, 31，75－129, 2012

崩壊や生態系内の移動により、経時的に変化する可能性

を沈着量とする現在のモデルの不確実性に依存している。 6) Butkus D, Konstantinova M, “Studies of 137Cs transfer in soil-fern
図2で示した通り、フキ（葉）やオオバギボウシでは、
system”, Journal of Environmental Engineering and Landscape137-1
沈着量が多いところでも Csは100 Bq kg よりはるかにManagement, XIII(3), 97–102, 2005
7) Bunzl K, Kracke W, “Seasonal variation of soil-to-plant transfer of

小さい値であることが多かった。図2のような関係をもとに134Csも考慮しつつ、放射性セシウム濃度が100 Bq kg-

K and fallout 134, 137Cs in peatland vegetation”, Health Physics,
57(4), 593–600, 1989

1を超えない沈着量の範囲をデータで示すことは、出荷

8) Rantavaara A, Vetikko V, Raitio H, Aro L, “Seasonal variationof the 137Cs level and its relationship with potassium andcarbon levels in conifer needles”. Science of the Total
Environment 441, 194–208, 2012

制限解除の良い判断情報になると考えられる。

4 おわりに（今後の課題）
農産物に含まれる放射性セシウム濃度の検査を現在は市町村単位で公表している。検体の産地を大字や、でき
れば緯度・経度など空間解像度のより高い情報として記録し、利用することにより、図2で示したような放射能
沈着量と野生山菜の放射性物質濃度との関係を放射能汚染の予測モデルとして活用するときの精度を向上させることができるであろう。野生山菜の放射性セシウム濃度の検査方法の改善、トレンド予測方法の開発、負担のより少ない出荷制限解除方法の開発が今後の課題である。
引用文献
1) 林野庁, “森林内の放射性物質の分布状況調査結果について（第二報）”, 平成 23 年 12 月 27 日付プレス45

福島第一原発事故による137Csの地表面への沈着量と事故後2-3年の山菜12種の可食部濃度との関係

図2

表 1 植物の種類と福島第一原発事故による 137Cs 沈着量別の山菜 12 種の可食部濃度、移行割合の推定値
Predicted 137Cs concentration, 濃度 （Bq fresh-kg-2）
Species
種

Family科

Tracheophyta
維管束植物Life form
生活形

137

10 kBq m-2

Zanthoxylum piperitum
サンショウ

Rutaceae
ミカン科

Eleutherococcus sciadophylloides

Deciduous tree
落葉樹

コシアブラ

Aralia elata
タラノキ

Araliaceae
ウコギ科

Aralia cordata
ウド

Petasites japonicus (leaf)
フキ（葉）P. japonicus (flower stalk)フキ（花蕾）

Asteraceae
キク科

Angiospermae
被子植物門

Parasenecio delphiniifolius
モミジガサ

Elatostema umbellatum
ウワバミソウ

Laportea cuspidata

Deciduousperennial herb
落葉性多年草

Urticaceae
イラクサ科

ミヤマイラクサ

Hosta sieboldiana
オオバギボウシMatteuccia struthiopteris
クサソテツ

Pteridium aquilinum
ワラビ

Osmunda japonica
ゼンマイ

Asparagaceae
キジカクシ科
Onocleaceae
コウヤワラビ科
Dennstaedtiaceae
コバノイシカグマ科
Osmundaceae
ゼンマイ科

Pteridophyta
シダ植物門

Predicted 137Cs transfer ratio, 移行割合 （m2 kg-1）
137

Cs deposition amount
60 kBq m-2

300 kBq m-2

10 kBq m-2

Cs deposition amount
60 kBq m-2

300 kBq m-2

5

16

41

0.000536

0.000262

0.000138

58

362

1888

0.005753

0.006032

0.006294

9

27

71

0.000894

0.000443

0.000235

5

10

18

0.000521

0.000167

0.000060

56

70.000504

0.0001030.000025

6

16

39

0.000623

0.000272

0.000129

7

11

17

0.000725

0.000188

0.000056

6

15

34

0.000616

0.000253

0.0001145--0.000500

-

-

5

6

-

0.000469

0.000101

-

8

14

25

0.000767

0.000239

0.000084

5

10

17

0.000517

0.000160

0.000056

7

23

70

0.000657

0.000382

0.000234

46

山菜と果実の調理・加工による放射性セシウムおよびカリウムの除去割合について
田上恵子1* 内田滋夫1
1) 放射線医学総合研究所 千葉県千葉市稲毛区穴川４−９−１* k_tagami@nirs.go.jp

山菜や家庭で採れる果実類は自家消費されることが多く、食品中の放射性物質濃度モニタリングが行われることはほとんどない。その調理・加工過程において、放射性セシウムがどのくらい除去できるのかというデータは、安心して消費するための情報となる。そこで本研究では山菜と果実を対象に調理・加工による放射性セシウムの除去割合を測定した。本研究で用いた山菜は福島第一原子力発電所の事故から半年以上経過しており、放射性セシウムは植物内部にあるため、洗浄ではほとんど除去できないが、ゆでると除去効果が認められ、元の食材から6-84％がゆで汁に溶出したことがわかった。ただし、厚みがある食材（タケノコ、フキ葉柄）ではヨモギやツクシ等の厚みのない材料に比べて除去効果が低かった。また、カキ、ビワおよび甘夏ミカンの部位毎（果皮・果肉・種子）の放射性セシウムの分布を測定し、可食部である果肉中の濃度が他の部位よりも低い結果を得た。果皮を剥くことで放射性セシウムを除去することができるが、果実全体
に対する果皮の割合が低いことから、その効果は限定的であるといえる。

キーワード 食用野草，放射性セシウム，カリウム，残存割合（Fr）て取られた調理・加工に関わるデータは 2014 年以降にも報告されている 4-6）。たとえばイナゴは脱糞、水洗い、3
回の 3 分間ゆでこぼしを行うと濃度は 1/4 にまで低減させることができたり 4)、梅漬けの際にゼオライトを梅の重量の 10％加えることで通常の塩漬けに比べて半分程度の濃度に低減させることができる 5)など、いろいろ工夫して低減することが試みられている。
福島第一原発事故後からこれまでに、筆者らも食用可
能な野草（一般に山菜と呼称される）を中心にデータを収集し報告してきた 7-9)。本報告ではこれまでに筆者らが収集した調理・加工に関するデータのとりまとめを行うとともに、庭木として多用されている果樹（カキ、ビワ、甘夏ミカン）についても、剥皮の効果を示すために放射性 Cs の分布を調査した結果を示す。

1. はじめに
東京電力福島第一原子力発電所（以下、福島第一原
発と記載）の事故以降、食品中の放射性セシウム濃度（134Cs+137Cs、Bq/kg）は、毎月 2-3 万件のデータが厚生労働省から報告されており、現在までに 100 万件を超える結果が報告されている 1)。このほかにも福島県内で収穫された米の全袋検査や、企業が独自に行うモニタリン
グを入れると、毎日膨大な数の測定が行われていることになる。福島第一原子力発電所事故直後から数ヶ月は暫定規制値を超える食品の報告が見受けられたが、その後はごく限られた食品での報告に限られた。厚生労働省から報告されている食品モニタリング結果を集計すると 2014 年４月から 2015 年３月までの１年間で 100 Bq/kgを超えた試料は全体の 0.18％であり、その 97％が天然の動植物であった。
自家消費用に採取する山野草や自家栽培の野菜・果物等はモニタリング対象になっていないことから、内部被ばくを低減させたい消費者にとっては、その利用が不安になることもあるだろう。食材を調理・加工することによって放射性セシウムが減らせるという情報は、食品を家庭で安心して食べるための一助となる。近年では、「食品の調理・加工による放射性核種の除去率」が環境パラメー
タ・シリーズ 4 の増補版として報告されている 2)。ここには日本国内で原子力発電所事故後に採取されたデータを中心とし、IAEA から出されている環境移行パラメータシ
リーズ最新版 3)も取り入れて、広範に収集されている。ただし、できるだけ早く出版する意図があり、2011〜2012
年に取られたデータまでしか記載されていない。追加し2. 材料および方法(1) 材料および調理方法
材料は 2012 年から 2014 年に、主に放射線医学総合研究所敷地内（千葉県千葉市）で採取した。その他、千葉県および福島県内で採取した山菜についても、比較のために調理・加工を行った。試料は調理・加工前用の試料と調理用の２つに分割し、調理用のものについては流水で洗浄したのち純水でリンスした。
標準的な調理方法 10)に準じて調理を行った。すなわち、
ヨモギ、フキノトウ、フキの葉身およびツクシはホウレンソ
ウの下ゆで（沸騰湯に食塩を 0.5-1％加えてふたをしないで 2 分前後ゆで、流水にとって冷ます）に準じて 2.5 分間
ゆでて純水にとって冷ました。フキの葉柄については、標準的な方法は塩をまぶして板ずりし、3-5 分ゆでて冷47

水にとり、皮を剥くが、本調査では、採取後すぐに調理できたことからアクが少なかったため、板ずりをせずに 2.5
分塩水でゆで、純水にとって冷ましたあと皮を剥いた。タ
ケノコは皮を剥き、鍋に入る大きさに切り分け、糠を入れた湯で十分ゆであがるまで加熱し（10-12 分）、純水にとって冷ました。桜葉の塩漬けでは若葉をさっとゆでた後、純水にとって冷ましたのち、丁寧にペーパータオルで拭き取り、1 週間 30％の塩水で漬け込んだ（冷蔵庫保管）。
果実については、表面をよく流水で洗浄した後、純水でリンスし、ペーパータオルでよく水分を拭き取った。次に、それぞれ果実を、果皮、果肉、種子に分割し、複数個分を併せて１試料とした。

Aafter = 調理後の放射性物質濃度 × 調理後重量除去割合は、調理・加工によって取り除かれた割合（％）
であり、次式により求めた。
除去割合(%) = (1-Fr) × 100
3. 結果および考察(1) 山菜中の放射性セシウム濃度の経年変化
放医研敷地内においてサンプリングを継続して行っている山菜のうち、ツクシとフキの可食部の経年変化について図１に示す。137Cs 濃度は年々減少しており、指数関(2) 測定方法
数でフィッティングしたところ、ツクシの胞子茎では相関
無処理、調理・加工後の試料とも電気乾燥機を用いて係数-0.78（t<0.01）、フキでは-0.86（t<0.01）が得られ、あ80℃、2 日以上かけて乾燥し、粉砕して、U8 容器に詰め、てはまりが良かった。したがって、これらの山菜中の放射137
40Ge 半導体検出装置（Seiko EG&G）で Cs および K を
性 Cs は指数関数的に減少していることがわかった。
定量した（計測時間は 8-20 万秒）。定量結果の確からしこれらの結果から得られた 137Cs の山菜からの半減期は
さ に つ い て は 、 IAEA か ら 頒 布 さ れ て い る 標 準 物 質
どちらも約 450 日であった。徐々に経根吸収可能な 137Cs（IAEA-156, 375）を用いて確認した。
量（可給態 137Cs）が減っていることが主要因と考えられる。
(3) 計算方法
ただし、どちらの山菜も多年生植物であるため、植物根
調理加工後の料理に含まれる放射性物質(Fr) は、以 等にプールされた 137Cs が観察した部位に転流した可能下の式で表すことができる。
性も考えられる。半減期について詳細な議論するためには、可給態 137Cs の評価を行う必要がある。ただし、この調理後に含まれる放射性物質量（Aafter, Bq）
結果から、約 1.2 年で濃度が半減していることから、2011
Fr = --------------------------------------------------------年 3 月 11 日から、4 年余り経過すると濃度が 1/10 にまで
食材中に含まれる放射性物質量 (Abefore, Bq)
低下したことがわかった。放射性 Cs の調理・加工による除去割合を測定することが、徐々に難しくなってきている
調理に用いた食材の重量が既知であり、調理前の食材といえる。
中の濃度（Bq/kg）を与えると、Abefore は次式で表すことが(2) 調理・加工による除去割合できる。
本研究で用いた山菜は、福島第一原発から放出されAbefore = 食材中の放射性物質濃度 × 調理前重量
た放射性物質の直接沈着を受けておらず、植物体内での転流もしくは経根吸収によって可食部に運ばれている
Abefore の算出に使った食材重量分を用いて調理し、調理 ため、内部汚染の状態にある。前報 9)にも示した通り、内後の重量と試料中の濃度（Bq/kg）により、Aafter は次式で 部汚染の場合には洗浄の効果はほとんど観察されなか表すことができる。
った（データ表示なし）。放射性 Cs は植物体内において

図 1 放医研敷地内で採取されたツクシ（胞子茎）とフキ（葉柄）中の 137Cs 濃度の経年変化

48

表 1 調理・加工による山菜からの 137Cs と 40K の除去率
137

試料名

調理・加工方法nFr

Cs
除去割合(%)
範囲
41-81

40

K

Fr
算術平均
0.64

除去割合(%)
範囲
27-44

フキノトウ

ゆで

4

算術平均
0.42

フキの葉身

ゆで

9

0.39

53-67

0.46

40-72

フキの葉柄

ゆで−皮むき

8

0.79

8-41

0.80

6-34

ヨモギ

ゆで

9

0.38

48-78

0.45

36-71

ツクシ

ゆで

6

0.46

32-84

0.52

38-57

*

20-45

タケノコ

ゆで（+糠）

12

0.73

6-35

0.70

サクラの葉

塩漬

2

0.18

78-87

-

-

*分析試料数は 8細胞や植物体液中にカリウムと同様にイオン形（Cs+）、も
しくは、有機物結合体として存在すると考えられる。したがって、細胞を壊す調理・加工であれば、放射性 Cs が除去できると考えられる。
表１にはゆでた場合と塩漬けの結果を示した。山菜をゆでた場合、種類や部位にも依存するが、6-84％の放射性 Cs を除去できた。塩漬けの場合には、78-87％が除去できたが、これは Cs と Na とのイオン交換反応によるものと考えられる。Na が過剰に存在しているにもかかわらず、
Cs が完全には除去できなかったことから、植物体内で一部は強い結合をしている可能性が示唆された。同様の結果が梅漬けでも得られている 5）。なお、K については、
Cs の除去割合と同様の結果が得られた。すでに報告したように、放射性 Cs の除去率が高い場合には K も除去率が高くなっており、調理・加工においては挙動が類似していることがわかった。 調理・加工による放射性 Cs の除去割合については、K を調査すると間接的に知ることができることを示している。
山菜をゆでた場合について、ゆでる際に厚みのあるフ
キ葉柄、タケノコでは除去割合が低い一方で、葉はそれよりも高い除去率が得られた。植物の厚みが放射性 Csの溶出を阻害しているものと考えられる。このような植物ではなく、すでに加工してあるうどんについて、八戸ら 6）は二種類の太さの異なるうどんを準備し、調理による除去割合を測定しているが、細いうどんの方が太いうどんよりも放射性 Cs の溶出が早かったことを示している。食材の厚みによって Cs の溶出割合が異なるといえる。
(3) 果実中の放射性Ｃｓ分布
果実全体に対する各部位（果皮、果肉および種子）の生重量、137Cs および 40K の分布割合（％）および果肉に対する各部位中の濃度（Bq/kg-wet）の比を表２に示す。
カキの果実の分布割合については、Cs と K に差がないが、ビワでは Cs に比べ有意に K の方が種子中で高く、果肉中で低くなった（ANOVA テスト）。甘夏ミカンの測定個数が少ないため統計解析することができなかった。
部位毎の濃度について比較すると、果実中の濃度を 1とすると、どの果実でも 137Cs は果皮で高く、果肉に対して 1.4-1.9 倍であったが、種子については 1.0-2.4 と幅があった。K については、Cs と同様に果皮で高く、1.3-1.7倍であり、種子では全ての果実で果肉に対して濃度が高くなった。したがって、果皮を剥くことでやや濃度を減らすことができるものの、果皮の重量は果実全体に対して 15-30％程度であるので、皮を剥くことによる低減効果は限定的であると言える。

表２ 果実部位における生重量、137Cs および 40K の分布割合と果肉中濃度を１とした時の果皮および種子中の137
Cs および 40K 濃度比（生重量ベース）
137
40
Cs
K
生重量
種類
N
果皮
果肉
種子
果皮
果肉
種子
果皮
果肉
種子
カキ

4

14±3

81±5

5±2

濃度比
ビワ

5

15±3

62±7

23±5

濃度比
甘夏ミカン

2

濃度比

28±2

70±2

2±0

18±2

73±6

9±2

21±2

72±3

7±1

1.4

1.0

1.7

1.7

1.0

1.4

22±5

58±13

20±9

17±4

42±7

40±8

1.6

1.0

1.0

1.7

1.0

2.6

41±0

55±2

4±2

31±0

63±8

6±3

1.9

1.0

2.4

1.3

1.0

3.5

±は標準誤差（１σ）

49

8) 田上恵子, 内田滋夫, “農作物の調理・加工による放射性セシウムの除去割合”, Proceedings of the 13th
本研究では、山菜と果実を対象に、調理・加工によるWorkshop on Environmental Radioactivity, Tsukuba,
放射性 Cs の除去割合について検討を行った。その結果、Japan, 27-29 February 2012. p. 154-159.
山菜はゆでることにより除去効果があったが、厚みがある 9) K. Tagami, S. Uchida, “Comparison of food processing
食材では除去効果が低かったことがわかった。果実につretention factors of 137Cs and 40K in vegetables”, J.
Radioanal. Nucl. Chem., 295, 1627 (2013).
いては、３種類の果実中の放射性セシウムの分布を果皮、果肉、種子について測定したところ、可食部である果肉 10)女子栄養大学（松本仲子監修），“五訂増補 調理のためのベーシックデータ”，女子栄養大学出版部,
中の濃度よりも果皮中の濃度が高かった。
137
2011, p. 152.
今回対象とした山菜のうち、フキとツクシの Cs 経年変化を調べたところ、指数関数的に減少していることがわかった。半減期として 450 日が得られたが、土壌中の放射性 Cs のエイジングが進んでいることを考慮すると、今後はより緩やかに濃度減少するものと考えられる。
農耕地では念のための対策として、放射性 Cs 吸収抑制のためのカリウム施肥や、汚染源を断つための表層汚
染土壌の除去は、ある程度の効果をもたらすと考えられるが、山菜では対策を行うのが難しい。内部被ばくを避けるためには、土壌汚染の高いエリアでの採取を避けるなど、注意喚起が重要であろう。また、調理・加工により除去できることを覚えておくことも、山野草を利用する上での安心に繋がる可能性がある。
４. まとめと今後の展望

謝辞
本研究の一部は，資源エネルギー庁放射性廃棄物共通技術調査等事業費の予算で行われた。
5. 参考文献
1) 厚生労働省，“食品中の放射性物質の検査（月別検査結果）”, (2015).
http://www.mhlw.go.jp/stf/kinkyu/0000045250.html.
Accessed 22 July 2015.
2) 原子力環境整備促進・資金管理センター, “食品の調理・加工による放射性核種の除去率 –我が国の放射性セシウムの除去率データを中心に−”，環境移行
パラメータ・シリーズ４増補版, 2015, p. 200.
3) International Atomic Energy Agency, “Handbook ofparameter values for the prediction of radionuclidetransfer in terrestrial and freshwater environments”,
Technical Report Series No. 472, 2010, p. 194.
4) 三橋亮太，水野壮，佐伯真二郎，内山昭一，吉田誠，
高松裕希，食用昆虫科学研究会，普後一，“福島県産イナゴの放射性セシウム量および福島県のイナゴ
食文化の存続可能性”, 食衛誌，54，410 (2013).
5) 関澤春仁, 丹治克男, 吉岡邦雄，“加工時のゼオライ
ト処理による梅漬け中の放射性セシウム含量の低減”，
園学研, 14, 69 (2015).
6) 八戸真弓，内藤成弘，明石肇，等々力節子，松倉潮，
川本伸一，濱松潮香，“うどん調理における放射性セシウムの動態解析”, 日本食品化学工学会誌, 61,
34-38 (2014).
7) 田上恵子, 内田滋夫, “福島第一原発事故後のツクシへの 134Cs, 137Cs の移行と分布及び調理・加工による除去”, Radioisotopes 61, 511 (2012).

50

事故後初期における飲食物のI-131濃度の検討
河合理城1*

義澤宣明1 平川幸子1 村上佳菜1 滝澤真理1
宮武裕和1 高橋知之2 鈴木元3

佐藤理1

高木俊治1

1) 株式会社三菱総合研究所 東京都千代田区永田町 2-10-32) 京都大学原子炉実験所 大阪府泉南郡熊取町朝代西 2 丁目3) 国際医療福祉大学クリニック 栃木県大田原市北金丸 2600-6*makawai@mri.co.jp

福島第一原子力発電所事故後、水や野菜に代表される飲食物のI-131濃度は、セシウムを中心として継続的に測定されてきた。一方、ヨウ素については、多くの食品は3月20日以降に測定されており、事故後初期は体系的な測定がされていなかった。そのため、経口摂取経路による内部被ばく線
量を検討する上で重要な空間線量が高い期間における飲食物のI-131濃度の値が欠損している。また、
福島県内避難地域における経口摂取経路による内部被ばく線量を推定する場合、避難における流通の停止等の影響により、飲食物の主な被ばく経路としては水、その他の経路として野菜や牛乳が想定される。そこで、本研究では水についてはI-131濃度実測値と大気拡散シミュレーションにより算出されるI-131の地表面沈着率を用いて、欠損した事故直後のI-131濃度を推定した。推定方法には、コンパートメントモデルを用いて、水源に沈着する放射性物質から飲料水への影響を考慮した。コンパートメントモデルの移行パラメータは、実測値のデータを用いて推定している。それらのパラメータを用いて、実測値が無い地点においても飲料水のI-131濃度を推計可能とした。また、野菜や牛乳についてはI-131濃度実測値と大気拡散シミュレーションによるI-131の地表面沈着量との相関式を導出した。今後、得られた推定方法を用いて、事故後初期の飲食物の摂取状況を考慮した経口
摂取経路による内部被ばく線量の検討を実施する。

キーワード 食品の放射能濃度、ヨウ素131、コンパートメントモデル

1. 序論
平成 23 年 3 月 11 日に発生した東日本大震災に伴う、東京電力福島第一原子力発電所の事故では放射性物質が大気中に放出された。放射性物質による住民の健康リスク評価を考える上で、被ばく線量の把握は重要である。今回の事故の体系的な線量把握としては、2 つの国際機関の報告書が代表的である。世
界保健機関（WHO）では、事故後の緊急的な対応として放射線被ばくの影響を低減する対策を検討することを目的に、その時点で得られる情報から暫定的な評価を実施し、2012 年に報告書を発表している。
1)
報告書では、上記の目的を踏まえ、線量の過小評
価を避けることが優先されており、過大評価の可能性が示唆されている。また、原子力放射線の影響に関する国連科学委員会（UNSCEAR）は、事故後 2 年程度の情報を考慮する形で、WHO の線量評価よりも実際の状況に近い推計を行い、2014 年に報告書を発表している。2) しかしながら、UNSCEAR による評価についても、ソースタームの不確かさ、事故後初期の I-131 の測定データの欠如等の情報の不足があり、過大評価あるいは過小評価である可能性を報告している。
そこで、飲食物からの内部被ばく線量把握のため、水道水・野菜・牛乳の摂取による内部被ばく線量の51

推定方法に着目した。
特に本研究では、事故後初期の飲食物に含まれる
I-131 の濃度推計を実施した。水道水・野菜・牛乳による内部被ばく線量推計においては、測定された
I-131 の濃度を用いることを基本に、実測値が存在しない事故後初期の I-131 の濃度は推計を行い補完する。推計には、飲食物中の放射性物質の濃度実測値と、地表に沈着した放射性物質の量（大気拡散シミュレーションから推定）を利用した。特に線量の推定が重要と考えられる、事故後初期の避難区域を中心に推計を行うこととした。なお、大気拡散シミュ
レーションによる地表面沈着量については、国立研
究開発法人日本原子力研究開発機構（JAEA）により構築された大気拡散シミュレーション WSPEEDI3)による推定値を用いた。
2. 推計手法(1) 水道水の I-131 濃度の推計手法
水道水の I-131 濃度を推計するために、コンパート
メントモデルを用いた。水道水に含まれる放射性核種が、その濃度に対して一定の割合で減衰し、新たな流入により増加すると考えるモデルである。コンパートメントモデルを用いた水道水の I-131 濃度推計では、水道水中の I-131 の濃度変化が、新たな放射性核種の水への沈着率と水に含まれる I-131 の実効排除できると仮定し、沈着には乾性沈着のみを考慮した。

的な減衰によって表される。

dC= p − λCdt

(1)

C は水道水中の I-131 濃度（Bq/kg）、p は水への沈着率（Bq/kg･s）、λは実効的な減衰係数（1/s）である。
また、水への沈着率が拡散シミュレーションによる地表面への放射性物質の沈着率と換算係数で表されるとすれば(1)式は以下のように表すことができる。

dC= ap '−λCdt( p = ap')

(3) 牛乳の I-131 濃度の推計手法
牛乳の I-131 濃度は屋外の飼料とその他飼料の摂取割合と、それぞれの飼料に沈着する核種移行率を考慮したモデルを検討した。各飼料の放射能移行率、飼料の割合については牛乳中の I-131 濃度実測値に基づき推計を行った。検討したモデルの考え方を以
下に示す。

(2)

p’ は I-131 の地表面沈着率（Bq/m2･s）、a は換算係数（m2/kg）である。
換算係数および実効的な減衰係数は、最小 2 乗法を用いて水道水の放射能濃度実測値にフィッティン
グさせることにより求めた。
推計手法に基づき、水道水中の I-131 濃度を求めるために必要なデータは、水道水中の I-131 濃度実測値
および大気拡散シミュレーションによる地表面沈着率である。I-131 濃度実測値については、浄水場や市町村役場等の飲用地点におけるデータを公開情報から収集した。また、一般的に水道水が飲用されるまでには、水源（取水施設）、浄水場（浄水施設）、
配水場（排水施設）、飲用地点がある。そのうち、水源、浄水場の一部は大気中の放射性物質が沈着する可能性があるが、浄水場から各家庭までの配水については地下や屋内であるため、放射性物質の沈着による影響を受けにくいと考える。そのため、大気拡散シミュレーションによる地表面沈着率を考慮す
る沈着場所は水源とし、水源の位置が明確でない場
合は浄水場を用いることとした。放射性物質が沈着してから飲用するまでの時間は 12 時間と仮定して推計を行った。

モデルに基づき、以下の式で放射能濃度を推計した。

(2) 野菜の I-131 濃度の推計手法
野菜中の I-131 濃度についても同様に、大気拡散シ
ミュレーションによる放射性物質の地表面沈着量とI-131 濃度実測値を用いて、以下の推計方法を検討した。

3. 推計結果

図 1 牛乳の推計の考え方

𝐴𝐴 = {𝛼𝛼𝐹𝐹1 + (1 − 𝛼𝛼)𝐹𝐹2 }𝑆𝑆
𝐹𝐹1 = 𝑇𝑇𝑓𝑓 × 𝑓𝑓1 , 𝐹𝐹2 = 𝑇𝑇𝑓𝑓 × 𝑓𝑓2

(4)
(5)

A は牛乳中の I-131 濃度（Bq/kg）、S は積算地表面沈着量（Bq/m2）、αは屋外飼料の摂取量の割合、f1 は屋外の飼料への核種移行率（m2/kg）、f2 はその他飼料への核種移行率（m2/kg）、F1 は屋外の飼料から牛乳までの移行率（m2/kg）、F2 はその他飼料から牛乳までの移行率（m2/kg）、Tf は飼料中から原乳までの核種移行率である。

(1) 水道水の I-131 濃度の推計結果
コンパートメントモデルを用いて水道水の I-131
濃度を推計した結果を以下に示す。図 2 は川俣町川(3)
A = FS
俣中央公園における I-131 濃度実測値に基づく推計、
2
A は野菜中の I-131 濃度（Bq/kg）、F は換算係数（m /kg）、 図 3 にいわき市山玉浄水場における I-131 濃度実測
S は収穫時の積算地表面沈着量（Bq/m2）である。
値に基づく推計である。大気拡散シミュレーション
野菜の放射能濃度推計に必要な換算係数は、野菜 による地表面沈着率と水道水中の I-131 実測値に従の分類ごと（葉茎菜類・キノコ類等）に対して、実 い、推計結果が時間により変化している。
測値に基づき設定する。葉茎菜類については測定データの豊富なホウレンソウを用いて換算係数を求めた。キノコ類については測定データの豊富なシイタ
ケを用いて換算係数を求めた。なお、シイタケ等の施設栽培の野菜は、屋根等で雨による沈着の効果は

52

図 5

図 2 川俣町川俣中央公園における濃度推計

I-131 濃度実測値と地表面沈着量（シイタケ）(3) 牛乳の I-131 濃度の推計結果
牛乳の I-131 濃度推計については、得られている牛乳の実測値を大きく 3 種類に分け、屋外の飼料とその他飼料の割合、屋外の飼料およびその他飼料の放射能移行率をパラメータとしてフィッティングを行った。検討したパラメータの結果を屋外飼料の割合、
I-131 濃度実測値と大気拡散シミュレーションによる
地表面沈着量を以下に示す。さらに、フィッティン
グを行った各飼料の放射能移行率を表 2 に示す。フィッティングにより、屋外の飼料から原乳までの核種移行率はその他飼料から原乳までの核種移行率の40 倍の値であることを示した。

図 3 いわき市山玉浄水場における濃度推計

表 2 パラメータの推定結果(2) 野菜の I-131 濃度の推計結果
野菜（ホウレンソウ・シイタケ）の I-131 濃度実測
値と大気拡散シミュレーションによる地表面沈着量を両対数グラフで以下に示す。また、モデル式に従い、換算係数を推定した結果を表 1 に示す。ホウレ
ンソウのグラフでは、3 点程度、他の結果とは異なる傾向を示すものがあった。

パラメータ

値

屋外の飼料から原乳までの核種移行率（F1）
その他飼料から原乳までの核種移
行率（F2）

4×10-3
1×10-4

表 1 パラメータの推定結果
パラメータ
換算係数（F）

ホウレンソウ
2×10-2シイタケ
2×10-4

図 6
図 4I-131 濃度実測値と地表面沈着量（ホウレンソウ）

I-131 濃度と地表面沈着量（牛乳）4. 考察
食品中の I-131 濃度を推計した結果、放射性物質の沈着量が多く、水道水中の I-131 濃度実測値が測定されている 2 地点で良い一致を得た。これらの結果か53

ら、大気拡散シミュレーションによる I-131 の地表面 る。
沈着率を用いて、水道水中の I-131 濃度を推計できることを示した。しかし、事故後初期の放射性物質の 6. 参考文献
沈着量は、数 km 離れることで値が大きく変化する場 1) Preliminary dose estimation from the nuclear accident
合もあるため、その変化に伴い推計した値も変化す
after the 2011 Great East Japan Earthquake andることに留意しなければならない。一方、水道水のTsunami, WHO, 2012.
I-131 濃度実測値が無い地域の場合、換算係数および 2) UNSCEAR 2013 Report to the General Assembly, with
scientific annexes, UNSCEAR, 2014.
実効減衰係数を実測値から推定することはできない。
その場合、実測値がある地域で求めた換算係数およ 3) 寺田宏明, 永井晴康, 古野朗子, 掛札豊和, 原山卓也, 茅野政道, ”緊急時環境線量情報予測システム
び実効減衰係数の平均値等を用いて係数を仮定し、（世界版）WSPEEDI 第 2 版の開発”, 日本原子力
I-131 濃度を推計することとした。なお、浄水場の施学会和文論文誌, 7, p257–p267, 2008.
設の効果により放射性物質の量を低減させることも可能であることが報告されているが、本モデルでは、実測値を用いており、換算係数等のパラメータにそ7. 謝辞の効果が含まれている。
野菜・牛乳に関しては、I-131 濃度実測値から換算
この研究は環境省委託事業「平成 26 年度原子力災係数を求めた。この換算係数によって、大気拡散シ 害影響調査等事業（放射線の健康影響に係る研究調
ミュレーションによる沈着量を用いれば、どの地点 査事業）」（研究課題：東京電力福島第一原子力発
でも野菜・牛乳中の I-131 濃度が推定可能である。野 電事故における住民の線量評価に関する包括研究）
菜については、3 地点が他の地点とは異なる傾向を示 において実施したものです。
した。これらの地点は原子力発電所から距離が遠いという共通項があるため、距離によって複数の換算係数を設定することも考えられる。なお、今回の換算係数を用いて異なる傾向を示した地点を推計しても、過小評価にはならないことを確認している。原
乳については、同地域で生産された牛乳で I-131 濃度が大きく異なるという課題があったが、屋外飼料とその他飼料を分けて推計することで説明可能である。
一方、本研究では各飼料の割合についても仮定を行っており、推計モデルの不確かさは大きい。
5. 結論と今後の課題
事故後初期の放射性ヨウ素の実測値が無い期間や地点において、水道水・野菜・牛乳の I-131 濃度が推計可能であることを確認した。今後、事故後初期の食品の摂取状況を考慮し、経口摂取による内部被ば
く線量の検討を実施する。線量の検討においては、実測値の存在する期間は実測値を用いるべきである
が、実測値の不足している期間は推計値を利用するものとし、可能な限り実測値データを優先して結果に反映させる。さらに、モデルによる推計の不確かさを定量的に検討し、事故後初期の食品による内部
被ばく線量の不確かさの低減を検討する。特に、野菜・原乳については、モデルの不確かさを低減できるようにデータの収集を行い、より実態に即した推計モデルに改良する必要がある。
今回の推計では I-131 に限定して推計を実施した
が、同様のモデルによって事故直後のセシウム等の他核種に対する推計についても確認する必要がある。
なお、セシウムの場合はヨウ素と挙動が異なるため、モデルの適用に関して更なる検討が必要である。また、セシウムの場合は I-131 と異なり、半減期が長く実測値が利用できるため、より実測値に即した I-131
濃度推計または線量推計の方法を検討する必要があ54

浄水発生土の園芸用としての再利用の可能性
石井伸昌1* 田上恵子1 内海弘美1 内田滋夫1
1) 国立研究開発法人 放射線医学総合研究所 千葉市稲毛区穴川 4 丁目９−１* nobu@nirs.go.jp

水道水をつくる過程で発生する土（浄水発生土）は、これまで園芸用土やグラウンド土として有効に再利用されてきた。ところが、2011年3月に発生した東日本大震災に伴う福島第一原子力発電所事故で環境中に放出された放射性核種により浄水発生土が汚染されたため、事故以降、厚生労働省は再利用の自粛を要請してきた。そして2013年3月、厚生労働省は、浄水場からの搬出時点において放射性セシウムの濃度が400 Bq/kg以下であれば出荷可能との考えを示した。浄水発生土の有効利用を再開することは重要であるが、再利用によるヒトの被ばくにも注意する必要がある。特に汚染された浄水発生土は園芸用土資材としてとして利用されることがあり、この土で野菜等が栽培された場合、放射性セシウムが野菜に移行することが考えられる。そこで、本研究では放射性セシウムで汚染された浄水発生土を含む土で葉菜類を栽培し、収穫時における放射性セシウムの濃度及び土壌-農作物移行係数を取得した。さらに、浄水発生土から葉菜類への放射性セシウムの移行を抑制する方法についても検討した。ここでは、得られたデータを基に放射性セシウムで汚染された浄水発生土が園芸用土として再利用可能か報告する。

キーワード 浄水発生土，放射性セシウム，農作物，移行係数
土やパーライトなど浄水発生土以外の原料と体積率 520%程度の配合率で浄水発生土が混合されるので、百Bq/kg 以下の汚染であれば事故以前の環境中濃度（平浄水場において原水から水道水を得る過程で生じる土均 20 Bq/kg、最大 140 Bq/kg）程度になると考えられる。
は、浄水発生土と呼ばれている。浄水発生土は原水中
農林水産省は放射性セシウムの濃度が 200 Bq/kg 以下の懸濁物質を凝集剤より沈澱分離し脱水した特殊な土であり、各浄水場において一日当たり数トンから数十トン の汚泥であれば、これを肥料として利用することを許可している 2)。一方、平成 25 年 3 月以前まで、厚生労働省は発生する。
例え 100 Bq/kg 以下の汚染でも園芸用土として出荷する
福島第一原子力発電所（FDNPP）事故以降、環境中ことを自粛するよう事業者に対して求めていた 3)。
に飛散した放射性物質により原水中の懸濁物質が汚染
浄水発生土の有効利用を再開し、浄水場における保され、そのため浄水発生土も汚染された。特に放射性セ
管量を減量することは重要であるが、そのためには有効
134
137
シウム（ Cs と Cs）よる汚染は深刻で、各浄水場にお利用による影響を考慮する必要がある。特に、人の被ばいて現在も継続して濃度が測定されており、ホームペー
く評価は重要である。浄水発生土を園芸用土として有効
ジ等で値が公表されている。FDNPP 事故以前、浄水発利用した場合、その用土で野菜を栽培する可能性があ
生土は園芸用土やグラウンド土として有効利用されている。そのため、浄水発生土を含む園芸用土から野菜へのたために保管に困ることはなかったが、汚染された浄水
放射性セシウムの移行、そして収穫した野菜を食べるこ発生土は有効利用の目処が立たず、処分先も決まらず、とによる内部被ばくが懸念される。さらに、浄水発生土の浄水場での保管量が増大し続けた。例えば埼玉県にお有効利用を総合的に評価するためには、浄水発生土をける発生浄水土の保管量は、事故から半年経った平成再利用する利点、例えば野菜の栄養素的付加価値や、
4
1)
23 年 9 月の時点で 1.7×10 トンを超えた 。浄水場における保管許容量にも限りがあるため、汚染された浄水発 栽培した野菜の摂取による内部被ばくを抑制するために、
放射性セシウムの野菜への移行を抑制する方法などに
生土の減量は、当時、喫緊の課題であった。
ついても検討する必要がある。以上のことを踏まえ、汚染保管されている浄水発生土の汚染レベルも様々である。
発生浄水土が園芸用土として有効利用可能かどうか判
厚生労働省は汚染を４つのレベル（10 万 Bq/kg 以上、8断する基礎データを国民に提供することを目的に試験を千-10 万 Bq/kg、百-8 千 Bq/kg、百 Bq/kg 以下）に分割行った。
し、それぞれのレベルの浄水発生土の取り扱いについて
各都道府県に通知を行った。東北、関東地方の浄水場
2. 材料と方法
において最も多い汚染レベルは百-8 千 Bq/kg の浄水発
生土で、全体の 66%を占めた。次に多いのは百 Bq/kg (1) 浄水発生土
浄水発生土は埼玉県内の浄水場から 2011 年と 2013
以下の浄水発生土で、全体の 32％を占めた。百 Bq/kg
以下の浄水発生土だけでも有効利用できれば、保管量 年に譲渡して頂いた。浄水発生土は河川水の成分や、が軽減できる。浄水発生土を利用した園芸用土は、鹿沼 使用した処理薬品により元素組成が異なる。そこで、そ1. はじめに55

効率校正は放射能標準ガンマ体積線源（MX033U8PP；
日本アイソトープ協会）で行い、測定の精度は放射能分析用土壌認証標準物質（JSAC0471；日本分析化学会）
で確認した。半減期補正は収穫時を基準に行った。
収穫したコマツナの無機成分は ICP-OES および ICPMS で測定した。コマツナは収穫後、乾燥粉砕し酸で溶解した、これをドライアップし、希硝酸液に溶解し、測定試料とした。

表 1 浄水発生土の主な元素濃度
濃度 (mg/g)
元素
Al
Ca
Fe
K
Mg
Mn
Na
Zn

2011 年2013 年95.24 ± 5.43
2.67 ± 0.36
38.91 ± 0.54
6.85 ± 0.32
1.84 ± 0.42
3.05 ± 0.17
6.12 ± 0.27

124.16 ± 2.93
3.92 ± 0.18
42.60 ± 0.11
8.21 ± 0.02
2.83 ± 0.13
3.52 ± 0.05
6.34 ± 0.01
0.31 ± 0.00

0.30 ± 0.01

(5) 預託実効線量30%土壌で栽培したコマツナをベースに預託実効線量を求めた。プランター当たり 500 g のコマツナが収穫できるとし、収穫は年３回行い、収穫したコマツナは一人で消費することとした。実効線量係数は ICRP Publ.726)の値を用いた。また、市場希釈および調理等による減衰は無い
ものとして計算した。

れぞれの年の浄水発生土の元素組成を表 1 に示す。これら元素の測定は、ICP 発光分光分析装置（Vista-Pro,
Seiko Instruments 製）を用いて行った 4, 5)。

3. 結果と考察(2) 葉菜類の栽培土壌と栽培条件
浄水発生土からコマツナへの放射性セシウムの移行を調べるために、浄水発生土の含量が異なる３種類の土壌を用いた。浄水発生土を含まないベースとなる土壌は、
5：3：2 の容積比で赤玉土、腐葉土、黒土を混合し、この混合土壌 30 L に対し 200 g 化成肥料を加えて作成した。
この土壌をベースに、浄水発生土を体積率で 10%および 30%加えた土壌を準備した。ベースの土壌を含む３種類の土壌はそれぞれ 0%土壌、10%土壌、および 30%土壌とする。
準備したそれぞれの土壌にコマツナを播種し、33 日間の栽培後、収穫した。収穫したコマツナについて、水分
含量、乾燥重量、および放射性セシウム量を求めた。収穫後の土壌についても放射性セシウム量を求めた。
放射性セシウムの植物への移行を制御する園芸資材についても調査した。始めに、赤玉土、黒土、腐葉土、
牛糞堆肥、および化成肥料を混合した土壌（混合土壌）を作成し、この混合土壌をベースに４種類の土壌を準備した。各土壌の構成要素は次の通り：１）2 L 混合土壌に対し 0.5 L の未処理浄水発生土を添加（土壌 S）、２）土壌 S と構成要素は同じであるが粉砕した浄水発生土を添加（土壌 PS）、３）1.5 L 混合土壌に対し 0.5 L の未処理
浄水発生土と 0.5 L のバーミキュライトを添加（土壌 V）、
そして４）土壌 V と構成要素は同じであるが粉砕したバーミキュライトを添加（土壌 PV）。
準備したそれぞれの土壌にコマツナを播種し、28 日間、栽培し。収穫後、コマツナの水分含量、乾燥重量、および放射性セシウム量を求めた。
(3) 土壌-植物移行係数
土壌からコマツナへの 137Cs 移行パラメータとして移行係数（TF）を次式より求めた：移行係数（TF）=葉菜類可
食部中 137Cs 濃度（Bq/kg-dry）/土壌中 137Cs 濃度（Bq/kgdry）。

(1) 浄水発生土の利点
放射性セシウムで汚染された可能性のある浄水発生土を再利用する場合、浄水発生土を利用する利点を明確にすることは重要である。そこで、葉菜類の生長（草丈）および収量（新鮮重）、そしてコマツナ可食部中の無機
元素濃度から浄水発生土の再利用の利点について整理した。
収穫直前、浄水発生土を含まない土壌よりも含む土壌で栽培したコマツナの草丈が高くなることを目視で確認した（図１）。また、収量は 0%土壌で 164 g、10%土壌で234 g、そして 30%土壌で 207 g であった。これらの結果
は、本試験の栽培条件において浄水発生土がコマツナの生長を促進したことを意味する。青山らは、マサ土に対して浄水発生土を容積比で 25%以上の混合した土壌
でコマツナを栽培したところ、マサ土のみで栽培したコマツナと比較して収量が約 8 割に減少したことを報告している 7)。そして、その原因としてリン欠乏の可能性を示唆した。リン欠による生理障害が発生すれば、上位葉の暗色化、下位葉の黄化、葉柄部における紫色の沈着、生育不良などの症状が現れるが、本試験のコマツナでは、これらの症状は観察されなかった。本実験条件下において、浄水発生土によるコマツナの生理障害は起こらなかったと考えられる。

図 1 栽培 26 日目におけるコマツナの草丈。左から10%土壌、0%土壌、そして 30%土壌での栽培。栽培
直前においても、浄水発生土を含む土壌で栽培したコマツナの草丈の方が高かった。

(4) 分析
放射性セシウム測定試料は、いずれも乾燥、粉砕した
後、Ge 半導体検出器で分析した。Ge 半導体検出器の56

図 2 収穫したコマツナ可食部中の元素濃度
次に各土壌で栽培したコマツナ可食部に含まれる元素濃度を比較した（図 2）。浄水発生土の添加量に伴い Al、Mn、および 133Cs の濃度が高くなった。浄水発生土と栽培に使用した土壌の主構成土である赤玉土中の Mn 濃度を比較したところ、浄水発生土で約 2.8 倍高いことが分かった。したがって、浄水発生土の添加量が、コマツナ
中の Mn 濃度に影響したと考えられる。一方、浄水発生
土の Al 濃度は 95.24 ± 5.4 mg/g で、赤玉土の濃度
128.8 ± 14.9 mg/g よりも低かった。浄水発生土中の Al
は主に凝集剤として添加されたポリ塩化アルミニウムに由来すると考えられる。この Al は赤玉土の Al と比較して植物が利用しやすい化学形態なのかもしれない。同様に安定同位体である 133Cs の濃度も浄水発生土（2.60 ±0.049 mg/kg）より赤玉土（3.02 ± 0.051 mg/kg）で高かった。したがって、浄水発生土の添加量の増加に伴い、栽培土壌中の 133Cs 濃度は低下したはずである。このことから、浄水発生土に含まれる 133Cs は赤玉土の 133Cs よりもコマツナに移行しやすい可能性がある。
K や 85Rb は、逆に浄水発生土の添加量に伴い濃度が減少した。両元素とも浄水発生土よりも赤玉土や腐葉土において濃度が高く、したがって、これらの結果は浄水
発生土含量の増加に伴い栽培土壌中のこれらの元素濃度が低くなったことが原因と考えられる。興味深いことに、両元素は Cs の同族元素であるにも係わらず、コマツナ
による吸収が異なることが分かった。
以上の結果をまとめると、園芸用土として浄水発生土を添加した場合、少なくとも体積率 30%までの添加であれ
ば、特に生理障害を引き起こすこともなく、生長の促進
および Al、Mn、そして安定同位体である 133Cs をより多く含むコマツナが収穫できる可能性がある。
(2) 放射性セシウムの経根吸収0%、10%、および 30%土壌で栽培したコマツナの乾燥重量当たりの 137Cs 濃度と収穫した後の土壌中 137Cs 濃
度を表 2 に示す。浄水発生土を含まない 0%土壌においても 137Cs や 134Cs が検出されたが、これは構成土壌である赤玉土が放射性セシウムにより汚染されていたことが

57

原因であった。
栽培は温室内で行ったため、コマツナを汚染した放射性セシウムは大気からの降下物とは考えにくい。また、浄水発生土量の増加に伴い放射性セシウム濃度が高くなったことは、浄水発生土中の放射性セシウムが経根吸収により取り込まれたことを示唆している。
(3) 土壌-植物移行係数
土壌-植物移行係数（TF）は、放射性物質が人体へ移行する量を予測するために必要なパラメータの一つである。そこで、放射性セシウムで汚染された浄水発生土からコマツナへの TF を、10%土壌および 30%土壌で栽培したコマツナを用いて求めた。ただし、134Cs は物理学的
半減期が約２年と比較的短く、今後問題となるのは 134Cs
よりもむしろ 137Cs と考えられるため、137Cs について TF 値を求めた（表 2）。いずれの栽培土壌においても TF は 0.1であった。この TF は過去に日本の農耕地で取得された
137
Cs の葉菜への移行係数の範囲内であった 8)。土壌中の Cs は時間の経過と共に水溶性から難溶性へと変化す
ることが知られており、さらに難溶性の Cs は植物に移行しにくいことが知られている。つまり、137Cs が収着平衡状態に達するまでには時間を要する。本試験は原子力発電所事故から１年後に開始されており、したがって、十分収着平衡に達したとは言い難く、収着平衡における TF
はより小さな値となると考えられる。
(4) 収穫したコマツナによる内部被ばく
10%土壌および 30%土壌で収穫したコマツナは、共に100 Bq/kg を超えている。しかしながら、2014 年 4 月 1 日
より施行された食品中の放射性物質の新しい基準値は、
生重量換算で 100 Bq/kg-wet であるため、収穫したコマ
ツナの水分含量から生重量当たりの放射性セシウム濃度を求めた。その結果、30%土壌で収穫したコマツナにおいても放射セシウム濃度は 49.2 Bq/kg-wet と基準値を超えないことが分かった。つまり、本試験で栽培したコマ
ツナは流通可能な程度の汚染であったことが分かった。
30%土壌で収穫したコマツナの値を基に、預託実効線量を求めた。実際の収穫量は 207 g であったが、500 g を
年３回収穫し、それを一人の大人が全て食べたと仮定し

表 2 収穫したコマツナと収穫後の土壌中 137Cs 濃度と各土壌で栽培したコマツナの土壌-植物移行係数137
Cs (Bq/kg-dry)
TF
土壌
コマツナ
土壌
0%土壌
19 ± 239 ± 310%土壌
153 ± 31470 ± 11
0.1
30%土壌
400 ± 44060 ± 180.1
計算を行った。その結果、預託実効線量は約 1.1 µSv であった。実際には年３回収穫する期間中に物理学的半減期およびエイジング効果によりコマツナの放射性セシ
ウム濃度が下がることが予想されるので、内部被ばく線
量はより小さくなると推測される。

図 3 各土壌で栽培したコマツナ中の放射性セシウ
ム濃度(5) 移行抑制資材
厚生労働省の考え方に従えば、浄水発生土を有効利用し栽培したコマツナの放射性セシウム濃度は基準値を超えることは無いと考えられる。しかしながら、放射線防護の基本的な考えである「合理的に達成できる限り低く（As Low As Reasonably Achievable；ALARA）」を尊重すれば、できる限り無駄な被ばくを防ぐことが重要である。
そこで、葉菜類への放射性セシウムの移行を抑制する園
芸資材について検討した。土壌と混合する資材としてバーミキュライトについて検討を行い、バーミキュライトと浄水発生土については物理的形態（粒子サイズ）の効果についても検討した。
各土壌で栽培したコマツナの放射性セシウム濃度を図３に示す。土壌 PV で栽培したコマツナを除き、放射性セシウムが検出された。この結果は土壌 PV に添加した園
芸資材、つまり粉砕したバーミキュライトが植物体への放射性セシウムの移行抑制において最も効果的であることを意味している。同様に、未処理のバーミキュライトも土壌 S で栽培した葉菜類と比較すると、放射性セシウム濃度は低下したが、その低下率は粉砕バーミキュライトと比較すると小さかった。バーミキュライトによるセシウムの吸着はよく知られており 9)、本試験における葉菜類中の放射性セシウム濃度の低下は、バーミキュライトのセシウム吸着効果によるものと考えられる。つまり、植物根が放射性セシウムを吸収する前にバーミキュライトがそれを吸着し、その結果、移行量が減少したと考えられる。
一方、浄水発生土を粉砕すると、逆に葉菜類中の放射性セシウム濃度が高くなった。バーミキュライトと浄水発
生土の結果から、粒子サイズは移行抑制に影響する重要な要因であることが分かった。一般に粒子サイズが小
さくなれば、その物質の表面積が増加する。浄水発生土の場合、粉砕することで表面積が増し、根と放射性セシ
ウムのソースである浄水発生土が接触する機会が増えた
ために放射性セシウム濃度が高くなったと考えられる。逆に、バーミキュライトは粉砕による表面積の増加が放射性セシウムとの接触の機会を増やし、より多くの放射性セシウムがこの鉱物に取り込まれ、そのため根から吸収量が低下し葉菜類中の濃度が低くなったと考えられる。

4. 謝辞
本研究を行うにあたり、浄水発生土に関する情報をご58

提供頂いた名倉良雄氏、泉知行氏に謝意を表します。
また、浄水発生土をご提供頂いた埼玉県の浄水場に感謝いたします。本研究は JSPS 科研費 24590775 および放射性廃棄物共通技術調査等事業（放射性核種生物
圏移行評価高度化開発）の助成を受けた。

参考文献
1) 厚生労働省. 浄水発生土の保管及び処理状況.
http://www.mhlw.go.jp/stf/shingi/2r9852000001q07aatt/2r9852000001q0di.pdf. (2011).
2) 農林水産省 消費・安全局. 肥料に利用する放射性物質を含む汚泥の取扱いについて.
http://www.maff.go.jp/j/syouan/nouan/kome/k_hiryo/
caesium/pdf/image.pdf. (2011).
3) 厚生労働省健康局長. 放射性物質か検出された浄水発生土の当面の取扱いに関する考え方について.
http://www.mhlw.go.jp/stf/houdou/2r9852000001fxly-att/2r9852000001g27y.pdf. (2011).
4) 石井伸昌, 田上恵子, 川口勇生, 内田滋夫, “浄水発生土に含まれる 137Cs のコマツナによる経根吸収”,Radioisotopes, 62, 447-453 (2013).
5) 石井伸昌, 田上恵子, 川口勇生, 内田滋夫, “ミニキャヘツによる栽培土壌から放射性セシウムの経根吸収”, 保健物理, 48, 150-155 (2013).
6) ICRP. Age-dependent Doses to the Members of the
Public from Intake of Radionuclides - Part 5
Compilation of Ingestion and Inhalation Coefficients.
ICRP Publication 72. (1995).
7) 青山喜典, 望月証, 小河甲, 津高寿和, 河野哲,
“浄水発生土がコマツナの生育・収量に及ぼす影響”.
土壌肥料学会講演要旨集, 53, 286 (2007).
8) S. Uchida, and K. Tagami, “Soil-to-plant transfer
factors of fallout Cs-137 and native Cs-133 in various
crops collected in Japan” J. Radioanal. Nucl. Chem.,
273, 205-210. (2007)9) R. Motokawa, H. Endo, S. Yokoyama, S. Nishitsuji, T.
Kobayashi, S. Suzuki, and T. Yaita, “Collective
structural changes in vermiculite clay suspensions
induced by cesium ions”, Sci. Rep., 4. 6585 (2014).

福島県新田川河口沖における海水と堆積物中の 放射性セシウム濃度分布
福田 美保1) *、山崎 慎之介2) 、青野 辰雄1) 、吉田 聡1) 、石丸 隆2) 、神田 穣太2)1) 放射線医学総合研究所 千葉県千葉市稲毛区穴川 4-9-1
2) 東京海洋大学 東京都港区港南 4-5-7* corresponding author：mhfukuda@nirs.go.jp
2013 年 10 月に福島県新田川河口沖において採取した海水および堆積物中の放射性セシウム（Cs）、粒度
および有機物含有量の測定を行った。その結果、海水中の溶存態 137Cs 濃度は、新田川河口から 5.0-10 km 沖合の測点 NR1、NR3 および NR5 で他の測点よりも高く、その中でも南側の測点（NR3 および NR5）で北側よりも高い傾向にあった。大部分の測点で海水中の 137Cs 濃度は海洋表層で高く、底層で減少した。新田川河口に近い測点は、他の測点よりも表層海水中の 137Cs 濃度が高いことから、調査時に海水中の溶存態 Cs は陸に沿うように南北方向に輸送されていたと考えられる。堆積物中の粒子は、測点 NR1 と NR2 で微粒砂から
粗粒砂、NR4 で礫と極粗粒砂の割合が高く、この 3 測点共に上方細粒化の傾向にあった。堆積物中の 137Cs
濃度は、シルトから粘土の割合が最も高く、有機物含有量の多かった測点 NR1 が NR2 と NR4 よりも高かった。堆積物中の 137Cs 濃度の水平および鉛直分布は、粒径の違いによる Cs の吸着の度合いの違いに影響を受けていると考えられる。しかし、137Cs 濃度と粒子組成の分布は一致しない部分があるため、さらに多くのデータを得る必要がある。

キーワード 新田川河口沖， 海水, 海底堆積物，放射性セシウム ，粒子組成
1. はじめにため、Cs の水平および鉛直分布の比較を行うためには、粒径の違いを考慮に入れる必要がある。河川から海洋への放射性核種の移行状況に関する報告例は十分とは言えない。そこで本研究では上流に放射性Cs の沈積量の多かった飯館村を流域に持つ新田川河口沖に着目し、(i) 海水中の溶存態放射性 Cs 濃度か
ら海水中での Cs の挙動の解明、(ii) 堆積物中の粒子分布やバルク堆積物中の放射性 Cs 濃度分布から堆積
物中の放射性 Cs の動態を明らかにすることを目的とした。

2011 年 3 月に発生した福島第一原子力発電所 (福島第一原発：FDNPS) 事故後、海や大気、陸域に多くの放射性物質が放出された。海洋への放射性物質の移行経路には(1) 大気からの沈着、(2) FDNPS からの汚染水流入、(3) 河川を通じた流入の 3 つが主に挙げられる。福島第一原発から半径 20 km 圏内における海水中の 137 Cs 濃度は、事故直後の 2011 年 4 月に10,000 Bq/L1) であったが、約 1 年後の 2012 年 3 月に
数 Bq/L 1) に減少し、それ以降は事故前 (2000 年代；
約 1.0-2.0 mBq/L2)) の 10 倍以上の濃度で変動している。一方、海底堆積物中の 137 Cs 濃度は、事故直後の2011 年 4 月に数 1000 Bq/kg-dry1) であったが、2015
年 1 月には事故前 (2000 年代；約 2.0 Bq/kg-dry3)) の
10 倍以上の濃度まで減少している。しかし、海水に比べて濃度の変動幅が大きい 1)。海水に比べて堆積物の 137Cs 濃度の変動幅が大きい原因として① 海水中の放射性 Cs は主に溶存態として存在しているのに対し、堆積物は礫から粘土まで様々な大きさの粒子で構成されている、② 堆積物表層では再懸濁や再移動などの影響を受けやすいなどが考えられる。堆積物
中の放射性 Cs は、バーミキュライトやスメクタイトなどの粘土鉱物 (粒径 4 μm 以下) に強く吸着しており 4)、河川堆積物中の粒子別の放射性 Cs 濃度は、粒径の小さい粒子の方が高い傾向にある 5)。河口域は河川を通じて様々な粒径をもつ粒子が流入している

2. 試料採取および測定法
海水および堆積物試料は、2013 年 10 月に東京海洋大学 練習船「神鷹丸」(SY13-10)で行われた調査航海で新田川河口沖 (水深 25 m から 40 m, 新田川河口からの距離は 5.0 km から 12 km) にて採取した (図1)。海水試料 (20 L) は孔径 0.2 μm のフィルターを用いて濾過を行い、溶存態 Cs (孔径 0.45 μm 以下) を
リンモリブデン酸アンモニウム(AMP) 吸着法 6) を用いて測定用試料を作製した。この試料はゲルマニ
ウム半導体検出器を用いて放射性 Cs 濃度の測定を行った。マルチプルコアラーを用いて採取した堆積物
試料は厚さ 1 cm ごとに分割した。研究室に持ち帰った堆積物試料は、乾燥したのちに篩を用いて礫 (2mm 以上)、極粗粒砂 (1 mm から 2 mm) 微粒砂から

59

粗粒砂 (0.063 mm から 1 mm)およびシルトから粘土(0.063 mm 以下) の４つに分画してそれぞれの重量割合を算出した。バルク堆積物を用いてゲルマニウム
半導体検出器により Cs などの放射性核種の測定を行い、得られた Cs 濃度は試料採取日（2013 年 10 月 16日）に補正した。また堆積物試料の強熱減量測定（550℃、2 時間）を行い、有機物含有量を算出した。

(3) 堆積物中の 137Cs 濃度
ゲルマニウム半導体検出器で堆積物試料から検出された人工放射性核種は Cs のみであった。バルク堆
積物中の乾燥重量あたりの 137Cs 濃度は、4.3-838
Bq/kg-dry で、シルトから粘土含有量が最も多かった
測点 NR1 で最も高かった (図 5)。測点 NR1 の 137Cs
濃度は深さ 5 cm 付近でブロードなピークが見られていた。一方、測点 NR2 および NR4 の 137Cs 濃度は深さ方向での変動幅小さかった (図 5)。堆積物中の粒子分布と 137Cs 濃度の鉛直分布に類似性は認められなかった。

3. 気象条件
本研究で用いた海水および堆積物試料を採取した
日は、台風 26 号が日本を横断した直後であった。
特に影響の強かった 10 月 16 日の原町における日降
水量は、100 mm 以上を記録した 7)。

(4) 堆積物中の有機物含有量
有機物含有量は 0.93 から 8.8 %で、測点 NR1 で最も高い値を示した。有機物含有量は測点 NR1 で深さ方向に増加したが、測点 NR2 と NR4 では深度による濃度の変動幅は小さかった (図 6)。

4. 結果
海水および堆積物中の放射性 Cs 濃度をもとに2011 年 3 月 11 日に濃度補正した 134Cs/137Cs 放射能比は 0.85-1.2 の範囲であった。このことは本測定で得られた Cs 濃度が FDNPS 事故由来の放射性 Cs であることを表している。ここでは 137Cs の結果について報告
する。

5. 考察
(1) 海水中の 137Cs 濃度分布の要因について
2013 年１月から 12 月までの新田川河口沖における海水中の 137Cs 濃度は 8.5-99 mBq/L の範囲にあり 1)、
本研究での値はその範囲内にあった。より沖合の測点 NR2 と NR4、NR6 の混合層(表層)の塩分は 33 であったのに対し、測点 NR1 と NR3、NR5 では、32 から 33 とわずかに低かった。一方で、底層での塩分は33 から 34 の範囲で、表層に比べて測点間の違いが小さかった。これらの結果から、新田川を通じた河川
水流入の影響は、東西方向よりも南北方向に、底層よりも表層により強かったと考えられ、海水中の137
Cs 濃度分布は、河川水流入の影響を反映していると考えられる。

(1) 海水中の溶存態 137Cs 濃度
海水中の溶存態 137Cs 濃度 (以下海水中の放射性 Cs
濃度と記述) は 2.8-96 mBq/L の範囲であった (図 2)。
新田川河口から 5.0-10 km 沖合に位置する測点 NR1、NR3 および NR5 における表層海水中の 137Cs 濃度は、40 mBq/L 以上で、南側の測点で高い傾向にあった。
河口から沖合方向への距離が 10 km よりも遠い測点
NR2、NR4 および NR6 の 137Cs 濃度は、20 mBq/L 以
下であった (図 3)。
海水中の 137Cs 濃度の鉛直分布は、
測点 NR4 を除いて表層で高く、深度と共に減少した(2) 堆積物中の粒子分布について(図 2)。底層海水中の 137Cs 濃度は、河口から測点ま
新田川河口沖の底質は、河口から北側で砂質、南での距離に対する影響は認められなかった (図 3)。
側で礫質から粗粒砂質で特徴づけられる 9)。本研究で得られた結果と比較すると、測点 NR1 と NR2 に比べ(2) 堆積物中の粒子分布
堆積物中の各粒子の重量割合は礫で 0.0-35 %、極 て、NR4 は礫や極粗粒砂の割合が高かった点は類似
粗粒砂で 0.013-35 %、微粒砂から粗粒砂で 38-99 %、 していた。測点間の距離が 6.2-7.1 km しか離れていなおよびシルトから粘土で 0.0-29 %であった (図 4)。新 いが、粒子組成が大きく異なっていた。堆積物中の田川河口から北側に位置する測点 NR1 と NR2 での粒 粒子分布が上層細粒化の傾向にあったことは、比重子分布は、微粒砂から粗粒砂が最も多く、両測点共 の大きい粒子が深部へと輸送されたと推測される。
に全体の 70 %以上を占めていた。一方、新田川河口 新田川の河川水中の浮遊砂の観測から 2013 年 10 月とほぼ同緯度に位置する測点 NR4 で礫や極粗粒砂の の台風 26 号に伴い、粒径 30-200μm の比較的粗粒な
合計割合は、測点の全体の 20-62 %であった。堆積物 粒子が平水時よりも増加していたことが報告されて10)。本研究の粒子組成の結果から、河川から海の各粒子の鉛直分布は、3 測点共に上層へ向かうにつ いる
れて細粒化していた。中央粒径 (Md) は測点 NR1 で 洋へと流出した粗粒粒子は、河口から東の方向に輸
0.14-0.15 mm、測点 NR2 で 0.13-0.16 mm、および測 送されていたことが考えられる。しかし、台風等の点 NR4 で 0.16-2.5 mm であった。淘汰度 (So) は NR1 出水時の影響を考慮するためには時系列データを蓄で 3.1-4.6、測点 NR2 で 1.9-6.2、および測点 NR4 は 積する必要がある。
2.4-5.0 であった。Compton 8) の区分に従うと淘汰はかなり悪かった。

(3) 堆積物中の放射性 Cs 濃度分布の要因について
2011 年の河口沖における河川から海洋への放射性Cs フラックスは、強い降雨イベントで年間放射性 Cs

60

フラックスの 30-50 %を占めていた 11)。東京電力や福島水試でのモニタリングデータによると、2013 年 10月の新田川河口周辺での堆積物中の 137Cs 濃度は、
3.0-44 Bq/kg-dry の範囲で変動しており 1), 12)、測点NR2 と NR4 の 137Cs 濃度は、その範囲内にあったが、測点 NR1 の 137Cs 濃度は、最大で１オーダ高かった。
137
堆積物の深さ方向での Cs 濃度の変動幅は、測点
NR2 と NR4 よりも測点 NR1 で大きく、深さ 5 cm 付
近でブロードなピークが見られた (図 5)。FDNPS 周
辺海域における堆積物の深さ方向での 137Cs 濃度の変動幅は、礫や粗粒砂よりも粗粒砂から微粒砂やシルトから粘土の方が大きい傾向にあった 13)。このこと
から、測点 NR1 において 137Cs 濃度の変動幅が大きかった理由は、シルトから粘土の含有量が他の測点よりも多いためと考えられる。しかし、シルトから粘土の含有量の深さ方向での変化は小さい。従って、測点 NR1 で深さ 5cm に高い 137Cs 濃度を示した原因
が粒径分布のみの変化であるとは考えにくい。今後、周辺測点でのデータを蓄積することで、原因を明らかにすることが必要である。

参考文献

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Science and Technology) Available at http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/list/428/list-1.html (2015).
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and 239,240Pu in surface waters of the Pacific andIndian Oceans-GLOMARD database” Journal ofEnviron. Radioactiv, 76, 113-137, doi:10.16/j.jenvrad.2004.03.022 (2004).
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2013 年 10 月の新田川河口沖の海水および堆積物中の放射性 Cs と粒径別分布、有機物含有量測定を行っ 6) M. Aoyama, K. Hirose, “R ad io me tr i c D et er mi n a tio n o f a nt hr o p o g e ni c r ad io n ucl id e s i n
た結果、以下のことを明らかにした。
sea wa ter s a mp le s” Radioact. in the Environ. 11,137(1) 海水中の溶存態 Cs 濃度は、新田川河口からの137–162 (2008).
沖合 5-10 km の測点 NR1、NR3 および NR5 で他の測 7) Japan Meteorological Agency (JMA) data, 2013. Avai点よりも高く、北側より南側の測点で比較的高い傾
able online http://www.data.jma.go.jp/obd/stats/etrn/.
向にあった。海水中の 137Cs 濃度は底層よりも表層で 8) R. R. Compton, “Manual of field geology” Wiley New
高かった。
York, (1962) p. 378.
(2) 堆積物中の粒子は、測点 NR1 と NR2 で微粒砂か 9) A. Mogi, Y. Iwabuchi, “Submarine topography andsediments on the continental shelves along the coasts
ら粗粒砂、NR4 で礫と極粗粒砂の割合が高かった。
of Joban and Kashimanada” Geographical Review of
堆積物の各粒子の鉛直分布は、3 測点共に深度と共にJapan series A, 34 (3), 39-58 (1961) (Japanese with
粗粒化した。
English abstract).
(3)シルトから粘土の割合が高く、有機物含有量の多 10) JAEA reports, 2014. Abaiable online http://radioactivi
い測点 NR1 で NR2 と NR4 よりも堆積物中の 137Cs 濃
ty.nsr.go.jp/ja/list/504/list-1.html.
度は高かった。測点 NR1 での 137Cs 濃度の鉛直方向 11) Nagao S, Kanamori, M, Ochiai S, Inoue M,の変動幅は、NR2 と NR4 よりも大きかった。
Yamamoto M. Migration behavior of 134Cs and 137Cs
in the Niida river water in Fukushima Prefectre, Japan(4) 本研究で用いた環境試料は、台風通過直後に採取
during 2011-2012. Journal of radional Nucl. Chem
したが、これらの結果が降雨イベントに特有の現象
2014; 10: doi:10.1007/s10967-014-3686-9.
であるか確認するためには、時系列データをさらに12) Fukushima prefecture fisheries experimental station
取得する必要がある。
data, 2013. Abaiable online https://www.pref.fuku2012 年 4 月現在、福島県には新田川と同様の二級
shima.lg.jp/sec/37380a/suisanshikenjo20.html.
河川が 161、一級河川は 339 もある 14)。河川から海洋 13) M, Fukuda, S. Yamzaki, T. Aono, S. Yoshida, S.
への放射性核種の移行状況のさらなる解明のために、
Naganuma, A. Kubo, K. Shimada, N. Takasawa, T.
Hosaka, K. Sato, S. Yamaguchi, Y. Ito, T. Ishimaru, J.
より多くの河口域でのデータを取得することが重要
Kanda, “The distributions of radiocaesium accordingであると考えられる。
to grain sizes in sediments collected from the
Fukushima coastal area in May 2014” Proceedings of
謝辞
the 16th Workshop on Environmental Radioactivity,
東京海洋大学練習船「神鷹丸」の 林 船長をはじ
KEK proceedings (accepted).
めとする乗組員、ならびに調査航海でサンプリング
14) Fukushima prefecture, 2012 Avaiable online
や試料処理等にご協力いただいた学生や研究者のhttp://www.pref.fukushima.lg.jp/uploaded/attachment/
方々に感謝申し上げる。本研究の成果は福島県放射10205.pdf
線医学研究開発事業補助金および文科省科研費新術領域研究 24110005 の一部である。

61

図 4 堆積物中の粒子分布。白が礫、薄いグレーは極
粗粒砂、濃いグレーは微粒砂から粗粒砂、黒はシル
トから粘土を表す。

図1

試料採取測点図 5 堆積物中の 137Cs 濃度分布

図 6 堆積物中の有機物含有量分布
図2

海水中の 137Cs 濃度分布

図 3 海水中の 137Cs 濃度と新田川河口から測点までの距離との関係。黒丸は表層海水、三角は底層
海水の結果、実線は表層海水、点線は底層海水の回帰直線を示す。
62

食品および土壌粒子由来の放射性セシウムの人・動物における胃腸管吸収率
岩田佳代子1)*、 八島浩2)、 木梨友子2)、高橋知之2)、高橋千太郎1,2)
1) 京都大学大学院 農学研究科 京都府京都市左京区追分町
2) 京都大学原子炉実験所 大阪府泉南郡熊取町朝代西２丁目*iwata.kayoko.86x@st.kyoto-u.ac.jp

2011年に発生した福島第一原子力発電所事故後、環境中に放出され放射性核種により汚染した食品および土壌粒子の摂取にともなう公衆の内部被ばくが懸念された。内部被ばく線量は、胃
腸管吸収率（f1）を含む体内での代謝などを考慮したICRPの線量評価モデルを用いて、放射性核種の摂取量から算出される預託実効線量で評価される。ICRPの勧告では、経口摂取されたセシウム（Cs）のf1値はその化学形態に関わらず保守的に１（全量吸収）とされている。しかし、先行研究から粘土鉱物に強固に吸着されたCsの様にマトリックスからの抽出が容易でない事例も既に知られており、その存在形態によっては消化管におけるCsの吸収率が必ずしも１ではな
いと指摘されている。そのため、実際の被ばく線量を知るためには、Csの存在形態毎に、精度の高いf1を用いることが必要であり、そのためには生理学的な胃腸管吸収に関する検討が重要である。そこで本研究では、人および動物における放射性Csのf1値に関する文献調査をおこな
い、食品グループ等でのf1値を分類し比較検討した。調査の結果、胃腸管吸収率は摂取されたCsの存在形態によって大きく異なり、例えば人間を対象とした場合、f1は0.08―1.0と幅広い範
囲の値をとることがわかった。しかし、実際のf1値を求めた先行研究は限られているため、今後より多くの試料を対象にCs溶出率や胃腸管吸収率のデータを実験的に収集することが、より精密な内部被ばく線量の推定をおこなう上で重要である。

キーワード: セシウム, 経口摂取, 胃腸管吸収率, 線量換算係数

1. 緒言(1) ICRPモデル
2011年に発生した福島第一原子力発電所事故により多核種毎に定められている線量換算係数は、胃腸管モデ

量の放射性核種が環境中に放出された。放出された核種は放射性セシウム（134Csおよび137Cs）を含み、特に137Cs

ル、代謝・体内動態モデル、線量評価モデルを含む複数は比較的長い物理学的半減期（T1/2 = 30.17年）をもつ。

経口摂取された核種が消化管を通って血中に吸収される

そのため、長きにわたり人間を含む生態系に対して影響過程を表す。体内動態モデルは、核種の全身あるいは特を与える可能性がある。その中で、汚染した食品および定の器官での分布や滞留を表現する。それらの動態に基土壌粒子の摂取にともなう公衆の内部被ばくが懸念されづいて最終的に線量評価モデルを用いて預託実効線量をた。

求め、線量換算係数が導出されている。

のモデルに基づいて決定されている2)。胃腸管モデルは内部被ばく線量は、一般的に摂取量（Bq）から求めこれらのモデルでは、核種毎に人体の代謝にかかわるるとき、国際放射線防護委員会（ICRP）が勧告する線
量換算係数を用いて算出される1)。経口摂取された134Cs

様々なパラメータが含まれている。今回着目した胃腸管および137Csの成人における線量換算係数はそれぞれ1.9ｘ
10-8および1.3ｘ10-8 （Sv/Bq）である1)。なお、算出されるで、摂取された放射性核種の腸管から血中への吸収率を内部被ばく線量は、成人の場合は摂取後の50年間、子供学形態に関わらず保守的に１（全量吸収）が用いられての場合は70年間の積算線量（預託実効線量）である。

いる3)。ICRPが勧告したCsのf1値は主に塩化セシウムを吸収率（f1）は胃腸管モデルの中のパラメータのひとつ示す。ICRPの勧告では、経口摂取されたCsのf1はその化

63

用いた研究を参考にしており、他の存在形態でのf1は導このうち、食品に関する研究では、フォールアウトによ

入されていない3)。しかし、先行研究から、粘度鉱物にり汚染された試料を用いている。一部の研究では、

強固に吸着されたCsの様にマトリックスからの抽出が容全身カウンターを用いて摂取前と摂取後の一定期間ボラ

易でない事例も既に知られている。すなわち、その存在

ンティアの体内放射能量もあわせて実施している。
Giussani and Risica （2014）によるモデル研究では、モ形態によっては消化管におけるCsのf1は１よりも低い値

デル計算がRisicaら（1992, 1997）により得られた既存のをとると考えられる4)。現実的なf1を用いた場合、預託実
効線量は、f1 =1時の預託実効線量とf1 の積に近い値をと実験データにモデルを適用し、食品類毎にf1をパラメーる。このように、f1 は預託実効線量の計算結果に大きくタフィッティングにより求めている5)-7)（表２）。

影響する可能性がある。よって、実際の被ばく線量を知(2) 動物るためには、Csの存在形態の差異に起因するf1の変動を収集した動物のA（absorption rate）に関するデータを把握することが重要である。

表３に示す。なお、動物の場合、胃腸管吸収率を示す記このような研究への第一段階として、本研究では、人号には一般的にAが用いられており、ヒトのf1と同じ意

および動物における放射性Csのf1値に関する文献調査を味である。実験では、放射性Csにより汚染された飼料やおこない、存在形態ごとのf1値を比較検討した。動物のデータは、動物自体の内部被ばく線量および体内濃度の土等を試験動物に与え、摂取後の排泄物を採取し分析して い る 。 な お 、 Salbu and Østby （ 1992 ） と Cooke ら

評価に使用できるだけでなく、調査された存在形態数が（1995）による実験では、反芻動物の第一胃液を用いて少ないヒトにおけるf1値幅の参考にし、今後ヒトにおけ汚染物からのCsの抽出実験を行いAを推定している8)-9)

るf1値の推定にも用いるためにも重要である。

（表４）。

2. 文献調査

3. 結果と考察(1) ヒト(1) ヒト

収集したヒトのf1に関するデータを表１に示す。それ
ぞれの研究において、放射性Csにより汚染された食品をヒトにおけるCsのf1は0.08－1.0と幅広い値であった。

調理加工したものや塩化セシウムを含む飲料物をボランモデル研究における肉や魚についての推定値は、その他

ティアに提供し、摂取後の排泄物を収集しCsを測定した。 の実測値よりも低い値を示した。貝類を用いたHunt
表1. ヒトの摂取形態ごとの放射性セシウムの胃腸管吸収率 (f1)
Ingested forms

Preparation

No. of volunteers

f1 (Mean)Reference

CsCl

Beverage

3

0.96-0.98 (0.97)

Raaf et al. 2004

CsCl

Beverage

40.87-0.90 (0.89)

LeRoy et al. 1966

Silicate

Gelatin capsule50.73-0.84 (0.80)

LeRoy et al. 1966

Fallout

Gelatin capsule30.29-0.36 (0.31)

LeRoy et al. 1966

Fish (Perch)

Fried

2

0.96, 0.97 (0.97)

Raaf et al. 2004

Mushroom

Fried

1

0.98

Raaf et al. 2004

Meat (Venison)

Meal*

10

0.65-0.90 (0.78)

Henrichs et al. 1989

Meat (Mutton)

Meat pie

80.80-0.94 (0.89)*

Talbot et al. 1993

Mushroom

Fried

1

0.98

Raaf et al. 2004

Shellfish (Cockles)

Boiled6

0.08-0.43 (0.21)

Hunt 1998*調理方法は不明
表2. パラメータフィッティングより得たヒトの摂取形態ごとの放射性セシウムの胃腸管吸収率 (f1)
Ingested forms

Preparation

No. of volunteers

f1 (Mean)Reference

Meat

Model calculation-

0.2-0.8 (0.66)

Giussani and Risica 2014

Fish

Model calculation-

0.2-0.9 (0.48)

Giussani and Risica 2014

Pasta

Model calculation-

0.9-1.0

Giussani and Risica 201464

(1998) による実験結果から、貝からのCs吸収率は0.08―

い結果であったが、地衣類を摂取した場合では0.17－

0.43と他の食品グループ等に比べて非常に低い値を示し0.72と広い幅を示した。地衣類は、餌として与える以前10)た 。考えられる要因として、貝の可食部中のCsの消化に付着した土壌粒子などは除去されているため、それら吸収率が低い、あるいは消化器官に堆積物が残留しておによりAが低下した可能性は低い。イオン状のCsはよりりそのため吸収率が低下したなどの可能性はあるが、文容易に消化管で吸収されるが、その他の場合では、Csが献においても可能性以上のことは記載されていない。総含まれている物質の形態や汚染過程に依存すると考えらじてデータ数が非常に少ないため、食品グループ毎のf1れる。

の傾向を結論付けるためにはより多くのデータが必要でチェルノブイリ事故後、食用動物（特に反芻動物―牛ある。今後、これら数値の変動要因を検討することが重や羊など）の汚染は欧米諸国において主要な懸念のひと要であると考える。

つであった。そのため、反芻動物を対象とした研究は比較的多くみられる。しかし、これらの動物の消化器系は、(2) 動物

ヒトのものとは大きく異なっており、直接適用できない。

動物におけるCsのAも広い範囲を示した。溶存Csを用

動物のデータから人のf1を推定するため、ヒトと動物といた場合、吸収率は0.77－0.98とICRPが勧告する値に近の差異も十分に考慮する必要がある。

表3. 動物のの摂取形態ごとの放射性セシウムの胃腸管吸収率(A)*Ingested forms

Studied animals

No. of cases

A (Mean)

Reference

SolutionRat

4(0.98)

Moore and Comar 1962

Ionic

Sheep

3

(0.86)

Mayes et al. 1996

Ionic

Sheep

6

(0.79)

Mayes et al. 1996

Ionic

Sheep

4

(0.77)

Mayes et al. 1996

Ionic filters

Sheep (lactating)3(0.84)

Beresford et al. 1992

Grass

Sheep

4

(0.82)

Mayes et al. 1996

Grass hay

Sheep

4

(0.68)

Mayes et al. 1996

Grass+ herbage+ fungi

Rumen liquid from sheep**

100.75-0.85

Salbu and Østby 1992

Grassy vegetation

Sheep

4

(0.88)

Beresford et al. 1992

HeatherSheep2(0.67)

Beresford et al. 1992

HeatherSheep2(0.67)

Beresford et al. 1992

Clover hay

Sheep

3

(0.83)

Mayes et al. 1996

Lichens

Reindeer

40.52-0.72

Ahman et al. 1990

LichenRumen liquid from sheep**

1

0.32

Salbu and Østby 1992

Lichen (fallout)

Reindeer6

0.17

Skuterud et al. 2004

Lichen (CsCl-sprayed)

Reindeer

80.65-0.67

Skuterud et al. 2004

LitterRumen liquid from sheep**8(0.06)

Salbu and Østby 1992

Fuel particle

Rat

4

0.0075

Talbot et al. 1993

Bentonite

Sheep

3

(0.56)

Mayes et al. 1996

Silt

Sheep

6

(0.095)

Mayes et al. 1996

Ravenglass silt

Sheep

4

(0.88)

Beresford et al. 1992

Ravenglass silt

Sheep (lactating)3(0.13)

Beresford et al. 1992

SilicaSheep

4(0.54)

Mayes et al. 1996

Soil (Alluvial gley)

Sheep

4

(0.19)

Cooke et al. 1995

Soil (Lysimeter peat)

Sheep

3

(0.03)

Cooke et al. 1995

Soil (Alluvial gley)

Rumen liquid**-(0.074)

Cooke et al. 1996

Soil (Lysimeter peat)

Rumen liquid**-(0.011)

Cooke et al. 1996

Soil (Peaty ranker)

Rumen liquid**-(0.13)

Cooke et al. 1996

*動物での胃腸管吸収率を表す**抽出実験により得られたデータ

65

4. 結論the availability of soil-associated radionuclides for uptake
by ruminants,” J. Environ. Radioactivity. 28(2), pp

本研究では、文献調査からf1およびAが存在形態や個191-207 (1995).

体により広い範囲をとることが分かった。貝や地衣類な

10) Hunt, G.J. “Transfer across the human gut of environmental

ど、いくつかの存在形態ではf1が非常に小さい値をとる

plutonium, americium, cobalt, caesium and technetium:

可能性が示された。このようにf1が小さい値をとる物質

studies with cockles (Cerastoderma edule) from the Irish Sea,”を摂取する割合が多くなる場合の内部被ばく線量は、現在のf1を用いた計算では過大評価になる可能性がある。

J. Radiol. Prot. 18(2), pp 101-109 (1998).
11) Rääf, C.L., Falk, R., Thornberg, C., Zakaria, M. and Mattson,

そのため、このような存在形態による差異を十分に考慮

S. “Human metabolism of radiocaesium revisited,” Radiat.

して食品グループごとのf1を求めることが重要である。

Prot. Dosim. 112(3), pp 395-404 (2004).

現在、f1データは非常に限られている。また、人の実

12) LeRoy, G.V., Rust, J.H. and Hasterlik, J. “The consequences験データを収集することは困難であるため、今後モデル

of ingestion by man of real and simulated fallout,” Health

研究やヒトを考えた抽出実験や動物実験などを行うこと
により、f1のデータベースを構築することが必要である。

“Measurements of Cs absorption and retention in man,”

参考文献

1)

Health Phys. 57(4), pp 571-578 (1989)

ICRP. “Age-dependent doses to the members of the public

14) Talbot, R.J., Newton, D., Warner, A.J., Walters, B. andfrom intake of radionuclides-Part 5 compilation of ingestion

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Phys. 64(6), pp 600-604 (1993).

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2)15) Moore, W. Jr. and Comar, C.L. “Absorption of caesium 137

Kimura, M., Kinase, S. and Hato, S.. “Development offrom the gastro-intestinal tract of the rat,” Int. J. Rad. Biol. 5(3),internal dosimetry evaluation code for chronic exposure,”

pp 247-254 (1962).

JAEA (2012).
3)16) Mayes, R.W., Beresford, N.A., Howard, B.J., Vandecasteele,

ICRP. “Limits for intakes of radionuclides by workers,”

C.M. and Stakelum, G. “Use of the true absorption coefficient

ICRP Publication 30 International commission on

as a measure of bioavailability of radiocaesium in ruminants,”

radiological protection (1979)
4)

Radiat. Environ. Biophys. 35, pp 101-109 (1996).

Ellickson, K.M., Schopfer, C.J. and Lioy, P.J. “The17) Beresford, N.A., Mayes, R.W., Howard, B.J., Eayres, H.F.,

bioaccessibility of low level radionuclides from two

Lamb, C.S., Barnett, C.L. and Segal, M.G. “TheSavannah River site soils,” Health Phys. 83(4), pp 476-787

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5)

across the gut of ruminants,” Radiat. Prot. Dosim. 41(2/4), pp

Giussani, A. and Risica, S. “Considerations on the ICRP

87-91 (1992).

model predictions of the transfer of 137Cs from food to the18) Åhman, B., Forberg, S. and Åhman, G. “Zeolite andmilk and urine of lactating mothers,” J. Radiol. Prot. 34, pp

bentonite as caesium binders in reindeer feed,” Rangifer. 3, pp

N19-N30 (2014).
6)

73-82 (1990).

Risica, S., Campos Venuti .G., Rogani, A., Baronciani, D. and

19) Skuterud, L., Pedersen, Ø., Staaland, H., Røed, K.H., Salbu,

Petrone M. “Caesium contamination in human milk andB., Liken, A. and Hove, K. “Absorption, retention and tissuetransfer factor from diet,” Analyst. 117, pp 511-514 (1992).
7)

distribution of radiocaesium in reindeer: effects of diet andRisica, S., Rogani, A., Tancredi, F., Grisanti, A., Grisanti, G.,radiocaesium source,” Radiat. Environ. Biophys. 43, pp 293-

Baronciani, D., Del Prete, A. and Zanini, R. “Caesium

301 (2004).

transfer to placenta, urine and human milk,” Proc. IAEA Int.

20) Talbot, R.J., Newton, D. and Segal, M.G. “GastrointestinalConf. One Decade After Chernobyl: Summing up theabsorption by rats of 137Cs and 90Sr from U3O8 fuel particles:

Consequences of the Accident. IAEA-TECDOC-964

implications for radiation doses to man after a nuclear(Vienna: IAEA), pp 215-220 (1997).
8)

accident,” Radiat. Prot. Dosim. 50(1), pp 39-43 (1993).

Salbu, B. and Østby, G. “Availability of caesium isotopes in21) Cooke, A.L., Green, N., Rimmer, D.L., Weekes, T.E.C.,

vegetation estimated from incubation and extractin

Wilkins, B.T., Beresford, N.A. and Fenwick, J.D.

experiments,” Analyst. March. 117, pp 487-491 (1992).
9)

Phys. 12, pp 449-473 (1966).
13) Henrichs, K., Paretzke, H.G., Voigt, G. and Berg, D.

“Absorption of radiocaesium by sheep after ingestion of

Cooke, A.L., Green, N., Rimmer, D.L., Weekes, T.E.C. andcontaminated soils,” Sci. Total. Environ. 192, pp 21-29

Wilkins, B.T. “Development if an in-vitro method to assess(1996).

66

福島第一原子力発電所事故による放射性セシウムのミミズへの移行

田中草太1)＊、高橋知之2)、藤原慶子2)、高橋千太郎1,2)
1) 京都大学大学院農学研究科 京都市左京区北白川追分町
2) 京都大学原子炉実験所 大阪府泉南郡熊取町朝代西２丁目*tanaka.sota.57s@st.kyoto-u.ac.jp

東京電力福島第一原子力発電所事故により大量の放射性物質が環境中に放出された。福島県は総面積の約70％が森林に覆われており、放射性物質の多くは森林に沈着した。これらの放射性物質
は、森林生態系の物質循環によって移動し、森林内のリターや土壌表層に高い濃度で蓄積している。土壌生物であるミミズはリターなどの有機物を分解しており、生態系における物質循環に寄与しているため、放射性物質の環境動態や生物影響を解明する上で極めて重要な環境生物である。
本研究では、福島原発から北西約40kmの山林に生息するミミズの放射性セシウム濃度を測定し、周辺環境との関係を調べた。その結果、ミミズのセシウム137濃度は、6.5×103 Bq/kg-fresh であった。ミミズと生息環境のセシウム137濃度比（CR）は、土壌に対して0.58, リターに対し0.10であった。またミミズ体内のセシウムの分布について、オートラジオグラフィーを用いて明らかにした。

キーワード: ミミズ、福島第一原子力発電所事故、放射性セシウム、放射生態学

1. 緒言
東京電力福島第一原子力発電所事故により大量の放射性物質が環境中に放出された。福島県は総面積の約 70％た放射性物質からの放射線を常に受けているため、他の陸域生物と比較して高い被ばくを受ける 3)。このような要因により、チェルノブイリ原発事故では、炉心から近い森林において、約 30Gy の被ばく線量を受けた土壌生が森林に覆われており、放射性物質の多くは森林に沈着した。森林に取り込まれた放射性物質は、生態系の物質循環によって移動し、森林内のリターや土壌表層に高い濃度で蓄積した 1)。放射能汚染が広がった福島県北東部
は、森林に面する中山間地域が多く、森林の有機物に蓄積した放射性物質の流入が、除染などの復興活動を遅らせる一因になっている 2)。このように生態系の複雑な相互作用によって常に移動、循環している放射性物質の動きを把握するためには、生態系を構成している生物を調査することが適切であると考える。特に、放射性物質が蓄積している森林のリターを分解して土壌を形成するミミズは、放射性物質の地中鉛直方向への移動の一因となっている。さらに、生態系における他の生物の餌資源として汚染の移行経路にもなっており、放射性物質の環境動態を把握するうえで極めて重要な生物である。
ミミズは土壌表層に定住しており、土壌表層に蓄積し物やミミズなどの生息数の減少が報告されている 4)。生態系において生物量が多く、物質循環機能を担っている
ミミズ個体群に繁殖率低下などの放射線影響が出た場合、生態系に与える影響は極めて大きいものであると考えられる。このため、ミミズは放射性物質の影響評価の指標として国際放射線防護委員会（ICRP）により標準動物に指定されており 5)、福島原発事故由来の放射性物質が生態系へ与える影響を明らかにするうえで、ミミズの放射性物質の移行状況調査する意義は極めて高い。そこで、本研究では、福島県内の山林においてミミズと生息環境試料を採集し、放射性セシウム（以下、Cs）濃度を比較することで、生息環境の Cs がどの程度ミミズへ移行しているのかを明らかにした。また、ミミズの内部被ばくを考慮するうえで重要となる Cs の体内動態については、
これまでの実験から、摂食によって取り込まれた Cs は、速やかに排出され、体内に高濃度には濃縮されないこと

67

が観察されている 6)。本研究においては、事故後 3 年が経過した福島の自然環境下のミミズにおける Cs の体内動態を把握する目的で、オートラジオグラフィーを用いてミミズ体内の Cs 分布を明らかにした。
環境生物の中でも比較的大きな被ばく線量を受けると考えられるミミズを対象とした本研究データは、環境中に放出された放射性物質が生物に及ぼす影響に対する評
価の高度化に寄与することができる。さらに、生物量が多く、生態系の物質循環において重要な役割を果たしているミミズを調査することで、生態系における放射性物
質の動態の解明に有用なデータを提示することが可能である。

a) ミミズ
ミミズ7匹を100ml（U-8）容器に詰め、水平を保つた
め上から圧迫しながら－80℃で凍結して動きを止めたの
ち、2.7×104 秒間測定した。
b) 土壌・リター
土壌とリターは105℃の乾燥機で乾燥後、土壌は2mm
四方のふるいにかけ、リターについてはミキサーで粉砕した後に、100ml（U-8）容器に詰めて6.0×104 秒間Ge 測定をおこなった。

(3)オートラジオグラフィー （ARG）による画像化
試料を－80℃の状態でイメージングプレート（IP,BAS-IP-MS2025E, GE Health Care, Co. Ltd.）に8日間密着露光させ、ミミズ体内のCs蓄積を画像化した（Typhoon

2. 方法

FLA7000 reader, GE Health Care, Co. Ltd.）。
(1)採集地と試料採集
2014年の9月上旬に福島第一原子力発電所から北西約40kmの図17)に示す地点で採集した。採集地は、落葉広葉樹を主とする山林であり、土壌表層（Ao層：リターを含む有機物層）に生息するフトミミズ科のミミズを採集した。採集したミミズは生きた状態で、採集地点のAo層とともに研究室に持ち帰った。

3. 結果と考察

図 2 ミミズと生息環境の Cs-137 濃度(1) Cs濃度の測定
試料測定の結果 Cs-137 濃度は、リター：6.3×104
Bq/kg-dry、ミミズ：6.5×103 Bq/kg-fresh、土壌（Ao層：
0-10cm）：1.1×104 Bq/kg-dry であった（図2）。
さらに、生息環境のCs-137が、どの程度ミミズ体内へ移行したかを明らかにするため、（1）式によりCs-137
濃度比（Concentration ratio）を求めた。ICRPによるCsのミミズCR値は、土壌に対して0.048である8)。

図 1 放射能汚染地図と採集地点(2)Cs-137濃度の測定方法
放射能濃度は、ゲルマニウム半導体検出器（Model:
GC4020-7500SL-2002CSL,
MCA:
DSA-10000,
CANBERRA.）を用いて、ガンマ線スペクトロメトリー
法で測定した（以下、Ge測定）。計数効率補正には、放射 能 標 準 ガ ン マ 体 積 線 源 （ MX033U8PP, Japan
Radioisotope Association）を用いて、充填高さごとに算出した計数効率を用いた。Cs-137は、661.7keVのピークかCR=

ミミズ中の 137Cs 濃度 (Bq/kg-fresh)
環境試料中の 137Cs 濃度 (Bq/kg-dry)⋯ (1)ミミズと生息環境試料中の Cs-137 濃度比の値は、土壌に対し 0.58、リターに対し 0.10 であった。ミミズについら放射能濃度（Bq/kg）を求めた。

ては、濃度比を求めるために湿重で測定しているが、こ68

れを乾重に換算すると、7～8 倍程度の Cs 濃度の値を示すと考えられる。この値は表層性ミミズの主な餌と考えられるリターの Cs 濃度よりも低い値であり、ミミズにおいては Cs の高濃度な生物濃縮は認められなかった。

を正確に評価することが可能となると考える。さらに、ミミズなど指標生物のモニタリングをおこない、放射性物質の環境動態を予測することで、生態系の総合的な汚染状況の把握が可能になると考えられる。将来的に、これらの手法を確立することで、森林生態系の物質循環を考慮した除染をおこなうことを可能とし、復興に寄与することができると考える。

(2)オートラジオグラフィー（ARG）
ARGの結果、Csはミミズ体の中心線部分に沿って高い濃度で存在していた。これはミミズの摂食を通して、リターなどの有機物とともにCsが体内に取り込まれ消化管内に存在していることを示唆している。
このことから、 参考文献
自然環境下のミミズにおいても筋肉部位など体内細胞へ
1) 農林水産省林野庁「森林内の放射性物質の分布の移行は、比較的少ない可能性が示唆された。摂食によ状況調査結果について」平成 25 年 3 月 29 日付って取り込まれたCsは、消化管を通って排出されており、体内の筋肉部位などに高濃度に濃縮はされていないと考
http://www.rinya.maff.go.jp/j/press/kenho/130329.html
えられる。これらの結果をより詳細に解明するため、今
2) Brumfiel G., Fuyuno I. ‘ Fukushima's legacy of fear’,
後は筋肉部位と消化管を分離し、Ge測定によってCs濃度を定量化する必要がある。

3)

4. まとめ生態系における放射線の生物影響は、外部被ばく源に対する生物種ごとの生息状況、生物体内における蓄積状
況、放射線量、線量率、経時変化と空間的なばらつき、
放射線感受性の違いなどの様々な要素によって決定される 4)。放射性物質が高濃度に蓄積している土壌表層に定住し、Cs が蓄積したリター層などの有機物を主な餌とするミミズは、事故後 3 年が経過しても摂食による内部被ばくと生息環境からの外部被ばくの両方を受けている。
チェルノブイリ森林における Cs-137 の年流失量は、全蓄積量の 1％未満と報告されており 4)、福島県においても

4)

5)

6)

今後、Cs が長期的に森林生態系に留まることが予想される。また Cs はリター層など表層部で保持され、土壌深部まであまり移動しないことが知られている 9)。このた
7)
め、土壌表層に生息するミミズは、森林生態系において
特に Cs の影響を長期的に受ける生物である。これらのことから、生物影響の解明のため、ミミズなど土壌生物の長期的にモニタリング調査を続けることが有用である。 8)
さらに、より詳細な生態系影響の評価をおこなうため、被ばく線量の評価や森林生態系の汚染レベル別にミミズ9)
群衆密度の経時変化などを調査することが必要である。
本研究で得られた環境媒体とミミズの放射能濃度比やCs の体内分布状況の結果は、今後、生態系におけるミミズの内部被ばくや外部被ばくの正確な線量評価等に活用していくことができる。環境中の様々な生物と放射性物質蓄積の関係などのデータ集積していくことで、生態系における放射性物質の長期的な動態予測を高度化することが可能であり、これによって放射性物質の生態系影響

69

Nature, 483, 138-140
Satoru ENDO., Kenichi TANAKA., Tsuyoshi
KAJIMOTO., Nguyen Tat THANH., Joji M.Otaki.,
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放射線量等分布マップ拡大サイト/電子国土「地表面1m高さの空間線量率」平成26年11月07日時点
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放射性セシウムの植物葉中における挙動
大澤良介1 杉原真司2* 百島則幸21) 九州大学大学院理学府化学専攻 福岡市東区箱崎６丁目１０－１
2) 九州大学アイソトープ統合安全管理センター 福岡市東区箱崎６丁目１０－１* sugihara.shinji.248@m.kyushu-u.ac.jp

東日本大震災に伴う東京電力㈱福島第一原子力発電所事故により、環境中に多くの放射性核種が放出された。その一部は、陸域の地表面に降下し沈着している。植物の汚染の経路は、植物表面（葉、幹等）
への沈着と経根吸収である。本研究では葉内に取り込まれた放射性セシウムの葉内分布について、部位別の酸解離定数と吸着容量からの検討を行い、挙動を理解することを目的とした。
事故直後に福島県内で採取したクズの葉の表面には、スポット状の汚染が観察され、葉脈に多く存在していることがイメージングプレートにより観察された。九州大学内で、クズ(Pueraria lobata)とアサガオ(Ipomoea nil)を採取し、葉の茎の切断面を137Cs溶液に浸し、137Csを吸収させた後、イメージングプレートにより葉の放射能2次元分布の経時変化を測定した。また、乾燥させた植物葉の各部位の137Cs吸着容量と酸解離定数を求めた。
葉中の放射性セシウムは、クズ、アサガオとも葉脈に多く分布し、時間の経過とともに茎から葉の先端部に広がっていった。クズと比較するとアサガオの放射性セシウムの広がりは少なく、葉脈の根元部分に多く存在し、これは吸着容量の違いから説明できた。陽イオン交換体の酸解離定数から、セシウムの葉内分布はカルボキシ基との関係が示唆された。

キーワード 放射性セシウム，植物，イメージングプレート
でクズの葉を採取した。これらをイメージングプレート（IP）によるオートラジオグラフィーによって植
物体内中の放射性セシウムの二次元分布を測定した。

1. はじめに2011 年 3 月 11 日に発生した東日本大震災に伴う福島第一原子力発電所事故により、放射性物質が大 (2) 137Cs の取込実験
量に放出され福島県内外に沈着した。放出された核植物試料として、クズ(Pueraria lobata)とアサガオ
種のうち、長期的な環境汚染に寄与するのは 134Cs(半 (Ipomoea nil)の葉を九州大学箱崎キャンパスで採取
減期 2.1 年)及び 137Cs(半減期 30 年)である。植物の した。採取した葉の茎を高純度水中で切断し、24 時
汚染は、植物表面への付着と根からの吸い上げで起 間高純度水に浸した。その後、切断面を 137Cs 溶液(40
こる 1-3)。経根吸収は蒸散による土壌水の取込みによ kBq dm-3、pH 7)に浸し、8-72 時間吸収させた後、り起こり、根の表面に固定されているイオン交換サ IP(BAS-2040,BAS-4043;Fujifilm Co.)により葉の放射イトが重要な働きをしている。固定されているイオ 能の二次元分布を測定した。IP への曝露は 48 時間行
ン交換サイトが存在している部分と外側の溶液にお い、画像解析には、FLA-5100（Fujifilm Co.）を使用しけるイオン分配は、ドンナン平衡によって行われる 4)。 た。育成は、室温 24℃、蛍光灯下で行った。
ドンナン平衡は植物体中で含有水と組織の間でも成(3) 葉脈と葉肉の吸着容量測定立していることから、根から吸収された陽イオンの乾燥させた植物葉を葉肉と葉脈に分け、それぞれ分布にも影響する。福島県一帯では放射性セシウムを粉砕機で粉砕した。粉砕した試料を遠沈管に入れ、が土壌に残存しているため、経根吸収によって放射pH 調整したセシウム溶液を加え、24 時間振とうさせ性セシウム植物体内へ取り込まれる。取り込まれた
遠心分離により上澄みと残渣に分けた。セシウムの5)
放射性セシウムは農作物の可食部へ移動し 、人が農交換容量とその pH 依存性を測定し、吸着容量と酸解
作物を食べることで内部被ばくが起こる。内部被ば離定数を求めた。試料中の 137Cs 濃度はゲルマニウム
くを可能な限り低く押さるためには、土壌から取り
半導体検出器(GMX23190-P,GMX30200;SEIKO EG&G
込まれた植物中のセシウムの挙動の理解が必要であ
ORTEC)によるγ線スペクトル分析で定量した。
る。本研究では、葉内でのセシウムの分配を明らかにし、放射性セシウムの植物中での挙動を理解するこ
3. 結果と考察とを目的とする。
(1) 画像解析結果
2. 実験
福島県内で採取した事故後 3 ヶ月のクズにはスポット状の放射性 Cs が確認できた(Fig.1)。葉の放射能(1) 福島県内で採取したクズの葉の画像解析（黒化度）を、葉肉と葉脈部分に分けると、葉脈に多2011 年 6 月と 2012 年 7 月に福島県双葉町、浪江町

70

くの放射性 Cs が存在することが分かった(Table 1)。
事故直後の試料には、スポットが多く見られることから、スポットは放射性降下物が葉面に付着していると考えら
れた。

Fig.1

ていると示唆される。針葉樹であるトウヒの仮導管部分 6)やトマト果実の表皮 7)のような他の植物でも類似した結果が得られており、どちらの研究もペクチンのカルボキシ基に陽イオンが固定されると結論付けている。本実験では、溶液中にナトリウムイオンも含まれているが、セシウムの吸収にはほとんど影
響を及ぼさないため無視できると考えられる 8) 。ク
ズの葉脈及び葉肉のセシウムの吸着容量は 0.2 mmol
g-1 であった。アサガオの葉肉は 0.2 mmol g-1 である一方、葉脈の吸着容量は 0.3 mmol g-1 と大きかった。pH
6 のクズとアサガオの吸着容量の大きさを比較すると、トウヒの仮導管部分は 0.06-0.11 mequiv. g-1 6)、ト
マトの表皮は 0.2 mequiv. g-1 7)となっており、近い値を示していた。Fig.2 でアサガオの葉の先端にあまりセシウムが移動していなかった理由は、アサガオの葉脈の吸着容量が大きく、クズより根元に固定されていたからと考えられる。
2011 年 6 月に双葉町で採取したクズの葉の部位ごとの放射能の割合は、葉肉に 86-88 %、葉脈に 12-14 %であった。クズの葉脈の質量は全体の 12±2 %（n=5）
であり、葉脈と葉肉で吸着容量がほとんど同じであったことから、葉脈に多くの放射性セシウムが吸着しているのではなく、葉脈の面積あたりの質量が大きかったため、集中しているように見えていたことがわかった。
植物による放射性セシウムの取り込み、挙動を理解することにより、福島の環境放射能の現状把握と今後の進展を予測することが可能となり、これらの研究結果が福島の早期復興につながる放射線対策につながることと考えられる。

The IPs of the Futaba and Akougi samples

Table 1 Proportion of 134+137Cs activity in Kudzu leaves
Sample
Leaf
spot
37%
63%
Futaba-1
mesophyll
vein
86%
14%
87%
13%
Futaba-2
mesophyll
vein
88%
12%
Akougi99%
1%
九州大学内で採取したクズとアサガオへのセシウ
ム取込実験の結果を Fig.2 に示す。Fig. 2 から、葉中の放射性セシウムは、クズ、アサガオとも葉脈に多く分布し、時間経過に伴って茎から葉の先端部へ広がっていくことが分かった。クズと比較するとアサガオの放射性セシウムの広がりは少なく、葉脈の根元部分に多く分布していた。根元での 137Cs の固定量は時間が経つにつれて大きくなっていることから、根元の吸着サイト全てに固定してから葉先へ向かっているのではなく、根元部分では 137Cs 濃度が大きいた
め多く固定され、低濃度になりながら葉先へ向かっていると考えられる。クズとアサガオを比較すると、クズは短時間の吸収で葉脈の先端まで放射性セシウ
ムが移動しているものがある一方で、アサガオは、72
時間吸収させても根元に集中していた。蒸散量が小
さい葉は、道管中をゆっくり進むため、根元付近で多く固定され、蒸散量の大きいものは、より先端へと運ばれると考えられる。
(2) 葉脈と葉肉の吸着容量
葉脈および葉肉中の陽イオン交換体の酸解離定数
は、クズ及びアサガオともに pKa= 3-5 となった。この値から判断すると、葉に含まれるペクチン中のカルボキシ基がセシウムの固定に重要な役割を果たし

71

4. 参考文献
1) Y. Thiry, C. Myttenaere, Journal of Environmental
Radioactivity, 18, 247-257 (1993)
2) Y. Thiry, F. Goor, T. Riesen, Journal of Environmental
Radioactivity, 58, 243-259 (2002)
3) E. Smolders, K. V. D. Brande, R. Merckx,
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3432-3438 (1997)
4) H. Sentenac, C. Grignon, Plant Physiology, 68, 415-419(1981)
5) H. Velasco, A. S. Cid, R. M. Anjos, C. B. Zamboni, M.
Rizzotto, D. L. Valladares, J. J. Ayuba, Journalof Environmental Radioactivity, 104, 64-70 (2012)6) N. Momoshima, E. A. Bondietti, Canadian Journal ofForest Research, 20, 1840-1849 (1990)
7) J. Schonherr, M. J. Bukovac, Planta, 109, 73-93 (1973)
8) R. Handley, R. Overstreer, Plant Physiology, 36, 66-69(1961)

KudzuMorning glory

Fig.2 Photographs and IPs of Kudzu and Morning glories samples（11.26-28）. The left two leaves
are Kudzu, and the right leaves are Morning glories for the samples absorbed for 8h, 16h and 24h,
respectively. The upper two leaves are Kudzu, and the lower leaves are Morning glories for the
samples absorbed for 48h and 72h.

72

トピックス４その他

福島の復興に向けた放射線教育の試み―小中学校の児童生徒を対象として
幸 浩子11) 京都大学大学院エネルギー科学研究科 京都府京都市左京区吉田本町* miyuki.hiroko.77c@st.kyoto-u.ac.jp
本論の目的は，2014年度に実施された小学生と中学生（ N=989）に対する放射線リスク出前授業の有効性を検証することである．出前授業実施校は福島県を含む9道府県に位置する．授業は45分（1コマ）
授業あるいは90分（2コマ連続）授業で，学習目標は放射線とそのリスクについて知ることである．授業設計においては能動型学習を重視した．幸式ワールドカフェ（複数の課題について，個々がブレインスト
ーミングを連鎖させた結果を基に，グループ討議をし，結果をまとめて発表を行うディスカッション方法）を取り入れた学習活動を提案し，小学校高学年以上の授業において，9割以上の学級で幸式ワールド
カフェを実践した．出前授業前後の児童・生徒の反応の変容として，授業前に比べ授業後は，放射線に関心を持つとともにある程度の基礎知識を習得することがわかった．放射線リスク教育の出前授業は，児童･生徒が放射線リスクについて学習するに留まらず，教師も放射線リスクについて学び，また，幸式
ワールドカフェは子ども達の放射線リスクに対する考えを広げ深めることができたと示唆される．

キーワード: 放射線リスク教育，出前授業，小中学校，能動型学習，幸式ワールドカフェ

1.

ない3)．③簡単に使える適切な教育資料が無い 6)，④「リスク」の概念が分かりづらい6)，などがあげられる．
放射線について，広く国民に周知するために，また，
放射線教育を普及させるために，文部科学省や経済産
業省資源エネルギー庁，行政，及び大学等教育研究機
関などが，放射線に関する副読本や様々な関連資料を作成し，小中学校に届けた．しかし，それらの資料に対する教師トレーニングは殆どなされず，受け取った教師任せであるため，現場教師による放射線教育の実施は困難である．加えて，それら副読本の中には，原子力推進に賛成あるいは反対の見地から作成されたものもあり，
放射線教育の普及を妨げる原因の一つとなった6)．一方で，リスクという言葉の意味は多義的である．一般において多種多様に用いられており，リスクに対する感覚は否定的でもあり肯定的でもある．リスクとは何か，リスクをどのように考えてどのように回避するか，あるいは利用する
かなど，リスクの概念も同時に理解することが重要である．
これらの社会問題を踏まえ，放射線リスク教育の喫緊のニーズを満たすために，2011年から2015年にかけて，
福島県を含む全国 9道府県において放射線リスク教育
出前授業を実施した．本論は2014年度の出前授業から，義務教育における実践を抽出し結果をまとめたものである．

始めに

日本は，一次エネルギーの自給率が低く，原子力を含む我が国の一次エネルギー自給率は，東日本大震災前の2010年は19.9％であったが，福島第一原子力発電所事故（原発事故）のあった2011年には原子力発電所（原発）が相次いで停止した結果，自給率は 11.1％，
2013年は6.0％となった1)．2014年9月に関西電力大飯原
子力発電所3, 4号機が停止し，日本の全ての原発が停止した事から，2014年以降のエネルギー自給率は6％をさらに下回るとみられる2)．
2011年の原発事故に起因する問題はエネルギー自給率の低下だけではない．原子力発電の危険性と，放射線，放射性廃棄物処分問題が明るみに出た．放射性物質の環境中への放出や食物への影響など，国民の放射線に対する関心が深まった．ところが，原発事故から4年半が経つ今日にあっても，放射線リスク教育は学校教育において未だ十分に実施されていないのが現状である 3)．そのその原因として，①1981年以降，放射性物質の管理が非常に厳しくなったことと理科の授業時数が削減されたことなどから，学習指導要領から放射線の扱いが消えた4)ために，小中学校教師にとって「放射線」は，学校教育で学んだ経験の無い，未知の領域となった5)．
②放射線リスク教育は専門性が高く，新たに学ぶ時間が

73

2.

授業実践

益財団法人日本生産性本部が複数の有識者に依頼し，必ず教えるべきポイントとして吟味して決定したものであり，教える内容と方法および各発達段階での異なる深度の変更については講師に委譲されていることを記す．授業は45分（1コマ）授業あるいは90分（2コマ連続）授業で，出前授業実践は2011年9月より継続して実施され，2015年3月までに放射線出前授業に参加した合計人数
は4613名であった（表１）．ここで，出前授業の実質実施
期間は，以下のとおりである．
2011年度： 2011年6月～2012年2月；9ヶ月間
2012年度： 2012年10月～2013年3月；6ヶ月間
2013年度： 2013年10月～2014年3月；6ヶ月間2014年度： 2014年4月～2015年3月；12ヶ月間であり，これらの期間は募集期間を含む．
出講先学校の所在地は図1に示すとおり，北海道，青森県，山形県，福島県，千葉県，和歌山県，滋賀県，大阪府，京都府に位置する．

学習目標は放射線とそのリスクについて知ることである（表2）．
表 2 授業時間と対象学年、学習の目当て
授業
対象学年等
時間
小学校
1-2年生

小学校
3-4年生
45分

表１ 年度別訪問学校数,学年と参加者人数（2015 年 3 月）

小学校
5-6年生

90分

小学校
高学年

トピック（学習の目当て）

五感に感じない
身の回りにある
危ないけど役立つ
放射線から身を守る
五感に感じない
身の回りにある
危ないけど役立つ
放射線から身を守る
測ることができる五感に感じない
身の回りにある
放射線から身を守る
測ることができる
生物に影響する役立つ
リスクとは何だろう
五感に感じない
身の回りにある
放射線から身を守る
測ることができる
生物に影響する役立つ
リスクとは何だろう
高レベル放射性廃棄物
処分方法

実験
霧箱

授業方法，学習活動

紙芝居（お話し）
モデル提示、体験

霧箱

実演
クイズ
実演
モデル提示、体験

クイズ
アンケート
霧箱
測定

実演
モデル提示、体験

クイズ
アンケート

霧箱
測定

実演
モデル提示、体験

ベントナイト クイズ

放射能、放射線、放射性物質 霧箱

アンケート
幸式ワールドカフェ

実演

放射線の種類（α、β、γ、X） 測定
モデル提示、体験
ベントナイト クイズ
身近にある

100分

中学生

放射線の特質を知る
放射線量と安全性の関係
放射線利用リスクとは何だろう
高レベル放射性廃棄物
処分方法

アンケート
幸式ワールドカフェa) リスクの概念について

多くの科学技術者が考えるリスクとは，「確率×結果の大きさ」と定義するのが一般的であるが，ここでリスクとは，「危害 (Hazard) と便益 (Benefit) がトレードオフの関係にある不確かさの影響」7, 8, 9)であると捉え，授業の中では，リスクとは「危険なものだけではない」「危ない思いをしても，チャンスを得たいかどうか」と説明した．
(2) 授業方法a) クイズ形式の授業
授業はクイズ形式に組み立てた（図2）10)．学習の目

図 1 出講先所在地 （2011 年 9 月～2015 年 3 月）

当てとなる基本知識に関して説明した後，クイズと称した
理解確認テストを行い，児童の反応を見ながら更に解説

授業内容
(1)
授業で教えるべき放射線についての項目（学習の目当て）は，2011年度文部科学省委託事業遂行の際，公を加える．実験により体験できる知識は実験を取り入れ，授業の終わりには授業内容（教えた基本知識の全項目）の確認テストを行い，短期的な習熟度を確認した．

74

度で，学級の大きさにより調整が可能である．Mカフェの手順について説明する．学級を各班X名（例えば6名）ず
つY個の班（例えば5つの班）に分ける．1班から5班のテーブルの上に討議する異なるテーマが書かれた模造紙を置く．生徒は各自ペンを持ち,例えば2分間，そのテーマについてブレインストーミングをし，模造紙に思いつく
まま書き記す．2分後，模造紙は班のテーブルに置いたまま，1班は2班のテーブルへ，2班は3班のテーブルへというように，生徒が同時に移動する．移動後すぐに，次の班の，自分の班とは異なる課題について再びブレインス
トーミングをし，模造紙に書き記す．模造紙には既に前の班のメンバーにより様々な考えが書いてある．生徒は他に意見がないか考えを広げたり，書かれた考えに対する意見を書くため，考えを深めたりする（写真1）．再び，2
分後，同様に次の班のテーブルに移動しブレインストー
ミングをし，考えつくままに書き記す．一巡して自分の班に戻ると，今度は模造紙に書かれた様々な意見や考えを班で討議し，まとめ，発表する（写真2）という学習活動
である．
図 2 放射線授業の組立b) 能動型学習法と幸式ワールドカフェ「見る，聞く」などの知識の取り込みが中心となる受動型学習のみ実施するより，「体験，企画，分析，評価」するなど，知識の応用と実践が中心となる能動型学習を合わせて取り入れる方が，学習の定着率は高い11, 12)ことは周知である．
能動型学習活動として，全ての生徒が授業中，継続して，①自由に，②複数の方法論について，③能動的に，④自分の能力にあった力で考え，⑤他人の意見を聞き，⑥他人の意見について考え，⑦問題を抽出し，⑧問題を解決しようとし，⑨考えをまとめ，⑩考えを伝える（発表する）幸式ワールドカフェ（Mカフェ）を考案し実施した（図3）．Mカフェにおける班構成は，各班1名から6名程

写真 1 幸式ワールドカフェでポスター作成の様子（撮影 幸浩子 2013 年 2 月）

写真 2 幸式ワールドカフェで発表の様子（撮影 幸浩子 2014 年 5 月）
調査方法
(3)
放射線リスク授業の直前直後およびMカフェの発表の後，小学校3年生以上のクラスにおいて，45秒間の自由回答
式（連想式）アンケート調査を行い，結果を分析・評価し

図 3 幸式ワールドカフェ

75

た．「放射線」を連想の元となる刺激語とし，反応語となる
アンケート結果の単語（例：危険 など）または繋がった単語（例：危険だけど役立つ など）を数え，印象別に分類した．授業中のクイズの点数表は各問（学習の目当て）の理解度を測る目安とし，授業直後でMカフェの前に，放射線に対する印象を単語で表現することが多かった

短期的習熟度を図るための確認テストとして実施した．
（図 4）．

分すべきか など）が増えた．図5は授業前を100とした授業後，Mカフェ後の言葉数，文字数の変化を表す．

結果に対し，授業後には条件付き印象（危険だけど役立
つ，たくさん浴びると危ない など）が増え，さらに，Mカ
フェ後には問題を指摘する内容（廃棄物を処分するには色々な処分があるけどどれも大変で難しい どのように処第一印象語本論においては，2014年度の小学校3年生から中学3年生が「放射線」から連想する反応語としてあげた中より，第一印象語（一番最初に記した言葉）上位10語の授業前と授業後，Mカフェ後の変化を次頁の表3に示す．
ただし，Mカフェは小学校１～４年生は実施していないた
め，小学校５年生から中学３年生の第一印象語群の上位10である．
(2)(3)

図 4 アンケート用紙とクイズ解答用紙

3.

業後に限り，「プラスイメージ」「マイナスイメージ」「どちらでもない，知識・事実」に三分類して分析したところ，授業前に比べ授業後はある程度の基礎的知識を習得し，マイナスイメージが減少したように見える（次頁 図6）．

結果と考察

出前授業の結果は，反応語を集計し①反応語の言
葉／繋がった言葉の数（文字数），②第一印象語（一番最初に記した言葉）の頻度の多かった上位10語，③第一印象語を「プラスイメージ」「マイナスイメージ」「どちらでもない，知識・事実」に三分類して分析し，④授業中の学習の目当ての理解度(4)
クイズ形式の授業の，各クイズの問は学習の目当てである．また，授業後の確認テストも学習の目当てに対応しており，生徒の放射線に対する理解度の目安となりうる．
図7（次頁）は，各学級のそれぞれの平均正答率をグラフに表したものである．小学校においては12学級のうち10学級が授業後の正答率が上がった．2学級の授業後の正答率は下がり，その比率は2％，3％である．一方で，中学校においては7学級のうち3学級は授業後の正答率

クイズの点数と授業後の確認テストの点数を比較して分析した．Mカフェについては生徒の授業参加と発表の様子から定性的（質的）に評価した．
(1)

印象の変容
反応語の中から第一印象語を，放射線授業前と授反応語の単語／繋がった単語の構成文字数
授業前，授業後，Mカフェ後に書かれた反応語にはは上がり，4学級は下がった．

全参加者を通じて，共通の特徴が見られた．授業前は

図 5 授業前を 100 とした授業後，Ｍカフェ後の言葉数と文字数の変化(2014 年度)

76

表 3 第一印象語上位 10 語（授業前後、Ｍカフェ後）
授業前

授業後

Mカフェ後

1 危険，危ない

危険だけど役立
つこともある

廃棄物を処分するには色々な処分があるけどどれも大変で難しい

2 こわい

たくさん浴びると生き物に悪い影響がある

処分の方法は色々あるがどれも危険でお金がかかる

放射能は弱くなる

どのように処分すべきか

4 目に見えない

世界中にある

宇宙に捨てるのは危ない

5 原子力発電所

わかっていないと危険，わかっていれば大丈夫

お金のかからない安全な方法はないのか

6 物を通り抜ける

病気になる（ガンになる）かもしれない

放射線を漏らさないための工夫はないか

7 ガンになる五感に感じないやはり人が管理すべきではないか

8 東日本大震災

いつも食べている食物にも入っている

色々な方法を考えることができた
危険なことはないと思ったが、やはり危険だ3

生き物に悪い影
響がある

9

浴びすぎると死ぬことがある防ぐことができる

10

人の生活に役立つ

放射線はわかっていな
α線，β線，γ線， いと危険で、ちゃんとX線
知っていれば危険でもどうにかなる

図 6 授業前後の放射線にかかる印象の変容
2014 年度 小学校 3 年生から中学校 3 年生などの内容が印象濃く残り，第一印象語として書かれたと考えられる．また，授業前の放射線に対する参加者のイメージにより，授業から受けた印象は個々異なることは周知である．なお，プラスやマイナスのイメージは反応語群の2語目以降にも書かれていることから，第一印象語の結果だけでなく反応語全体の集計と分析を行い精査する必要がある．
表3より，児童・生徒の年齢や被災経験の有無に係わらず，授業後は授業前に比べて，放射線に関心を持
つとともに，ある程度の基礎的知識を習得することが分かった3)．また，放射線リスクについて学ぶことで，放射線に対する「感情的な恐れ」から，「恐怖感」は持ちつつも「効力感（放射線は制御することで危険を回避できるという自信や，正しい知識があれば便益が得られるという見通し）」を持つと推定された3, 13)．結果より，小中学生はそれぞれの学校の限られた授業時間内に，放射線リスクについて学習したといえる．

考察(5)a) 言葉数の増加による印象の変容
今までの印象に加えてプラスやマイナスの印象を表す言葉が増えたり，知識や事実を表す言葉が増えたりしたことが推察される．図6では全体の印象が好転したように見えるが，放射線が，悪い印象から良い印象に変容したのではない．自由回答式（連想式）アンケート調査がb） 学習内容の理解
図7より，授業中に教授された内容がほぼ学習されたと考えられる．授業中よりも実験などを体験した後の確認
テストの方が押し並べて正答率が高いことから，生徒は授業を通して放射線に関心を持ち，放射線リスクについ授業直後であったために，学習したばかりの知識や事実

図 7 授業中の授業確認テストと授業後の授業内容確認テストの正答率77

前の３分の１ 大飯停止でさらに下落も，産経ニューて知識や経験を得たと示唆される．
参加した生徒の97％が「楽しかった」と答えたが，一方で，授業や実験について17％の生徒が「あまりわからなかった」と答えたことから，授業のペースダウンや実験の目的を明確にして教えるなど，さらに工夫が必要であス，2014年<2015http://www.sankei.com/life/news/140519/lif
1405190002-n1.html > accessed 2015年6月
3) 幸浩子，山末英嗣，奥村英之，石原慶一，“小学校6年生の放射線に対する考えの変化；授業前後・地域性の関連分析”，第49回環境工学研究フォーラ
ム講演集，土木学会環境工学委員会，pp．205-207（2012）

ることが判明した．
c） 幸式ワールドカフェ
参観した教師や保護者から，「幸式ワールドカフェで子ども達が積極的に考え，発表まですることに感動した」「子ども達が次から次へと考えを導き出し，解決策を模索していることに驚いた」「授業は大人向けセミナーよりわ
かりやすく放射線リスクについて理解できた」とコメントを戴いた．このことから，幸式ワールドカフェは子ども達の放射線リスクに対する考えを広げ深めることができたと示唆される．また，放射線リスク教育の出前授業は，児童･生徒が放射線リスクについて学習するに留まらず，教師も放射線リスクについて学ぶことができたと考えられる．

4.

4) 江田 稔，“放射線教育の復活を願って,”放射線教
育フォーラム ニュースレター，No.37，p.1，2007
5) 小野英喜，“初等・中等教育における原発・「放射能 」 教 育 の 問 題 点 と そ の 克 服 ”JSAe マ ガ ジ ン
No.16，2013
6) 福島県教育委員会，平成２６年度「放射線教育推進支援事業」指導者養成研修会，研究協議「放射線教育推進上の課題」分科会2班小学校3班中学校，福島県郡山市，2014.6.18

まとめ7) 山野直樹，“リスクコミュニケーション再考”，日本原子力学会誌，Vol. 57, 109-113, 2015.

これからの日本のエネルギー問題を考えるにあたり，
どのようなエネルギーを使うと，どのように環境に影響をおよぼすのか，どのように経済に影響をおよぼすのか，
そして，私たちの日常の生活に影響をおよぼすのか，エネルギー利用の便益だけでなく危険も併せて考える力を養わなくてはならない．エネルギーに関する重要な決断

8) リスクマネジメント規格ISO31000:2009
9) International Risk Governance Council, White Paper
on Risk Governance towards an Integrative
Approach, p.19, 2005をするのは，「子ども達」の世代である．福島の復興に向けての放射線対策に関するこれからの課題として，我々は，「子どもたち」が，重要な決断『エネルギーの意思決定』をする事ができるよう，技術を進めるだけでなく，教育にも焦点を合わせる必要がある．

10) 幸浩子，“放射線リスクと私たちの生活/ 高レベル
放射性廃棄物って？”指導案，学習活動方法，授業 報 告 ， 原 子 力 発 電 環 境 整 備 機 構<http://numo-eess.jp/class/2013/yachi_seibu.php>
2014. 3
11) Ben Johnson, “How Do We Know When Students
Are Engaged?”, Edutopia, Education Foundation,

謝辞

2013, < http://
www.edutopia.org/blog/student-engagement-definiti

本研究は，2011年度 文部科学省委託事業（公益財団法人日本生産性本部 エネルギー環境教育情報センター），2012年度 京都大学グローバルCOE，2013-2014
年度 住友財団環境研究助成133076に基づく．
研究協力校の皆様に心から感謝する．

on-ben-johnson> , accessed Jul. 4, 201412) Hendrien Maat,“Working paper, The Active
Teaching & Learning Method”, edukans, Universityof Amsterdam, Version 4,

参考文献
1) エネルギー白書2015，平成26年度年次報告，経済産業省資源エネルギー庁，accessed 2015年7月
http://www.enecho.meti.go.jp/about/whitepaper/201
5pdf/2) 日本のエネルギー自給率６％に 原発停止で震災

78

福島原子力発電所事故により汚染された土壌中放射性セシウ
ムの深度分布の変遷からの見掛けの拡散係数（Da）及び収着分配係数（KD）の導出
佐藤治夫 *
11) 岡山大学大学院自然科学研究科 岡山県岡山市北区津島中３丁目１－１* sato.haruo@cc.okayama-u.ac.jp

著者らは、これまでに、福島原子力発電所事故から約 3 ヶ月後（１次調査）と約 1 年後（2 次調査）の 2 回に亘り、二本松市、川俣町、浪江町の 11 地点で放射性核種の深度分布に関する調査を実施し、土壌表層付近での深度分布から求めた放射性核種（Cs-134, Cs-137, Te-129m, Ag-110m）の見掛けの拡散係数（Da）
やバッチ実験から求めた土壌への Cs-137 と I-131 の収着分配係数（KD）を報告した。1 次調査の深度分布から得られた Da の多くが 10-10m2/s オーダーで、主に砂質土壌よりも有機質土壌や元耕作地と推定される土壌で高い傾向であった。一方、2 次調査の深度分布から得られた Da は全て 1 次調査時よりも低下し、多くが 10-11m2/s オーダーであった。バッチ実験から得られた土壌への Cs の KD は、両調査とも 2,080～
61,000ml/g の範囲であった。土壌への Cs の KD を考えれば、両調査の深度分布から得られた Da は更に 2～3 桁程度低い値となるはずであるが、両パラメータ間で大きな解離が見られた。この原因は、両調査で得られた深度分布が、放射性核種が地表面に沈着後、不飽和の土壌表層で移流による分散ないしは浸透した影響を含むためと考えられた。このことは含水比の深度分布からも裏付けられる。これらの事実から、その後の深部での深度分布は、主に拡散プロセスによって形成されたと考えられる。従って、沈着初期の分散ないしは浸透の影響を除去し、拡散プロセスによる Da の導出理論を 1 次調査から 2 次調査への深部での深度分布の変遷に着目して検討した。また、Da と KD との関係から KD を算出し、実測値と比較した。Da の解析値は 10-14m2/s オーダー、Da から求められた KD は 104～105ml/g 程度で、バッチ実験からの実測値と概ね整合した。一方、土壌種の内、バッチ法による脱着実験において不可逆性の見られた砂質土壌の多くは深度分布に変遷が見られなかった。収着における不可逆反応を考慮したモデルの構築が必要である。

キーワード 福島原子力事故, 放射性セシウム, 拡散, 分配係数, 土壌
故から約 3 ヶ月後の 2011 年 6 月（1 次調査）と約 1 年後の 2012 年 2 月～3 月（2 次調査）の 2 回に亘り、1F-NPP
から 20km～60km の範囲に位置する二本松市、川俣町、浪江町の 11 地点で土壌中の放射性核種の深度分布に関する調査を実施し、その結果を報告してきた 4-6)。
土壌表層付近の核種の深度分布から Fick の法則 7)に基づいて見掛けの拡散係数（Da）を算出すると共に、土壌への Cs-137 や I-131 の収着分配係数（KD）をバッチ実験により取得した。1 次調査の深度分布から得られた
放射性 Cs（Cs-134, Cs-137）の Da の多くが 10-10m2/s オー
ダーであり、2 次調査の深度分布から得られた Da の多く
は 10-11m2/s オーダーであった 6)。また、土壌への Cs-137の KD は、両調査とも 2,080～61,000ml/g の範囲であった。土壌への Cs の KD を考えれば、両調査から得られたDa は更に 2～3 桁程度低い値となるはずであるが、両パラメータ間で大きな解離が見られた。この原因は、両調査で得られた深度分布が、放射性核種が地表面に沈着
後、不飽和の土壌表層付近で移流（水の流れ）による分散ないしは浸透した影響を含むためと考えられた。このことは、土壌への KD が陽イオン（Cs+）と陰イオン（I-）では大きく異なる 4)にも関わらず、間隙水中で陰イオンである

1. はじめに2011 年 3 月 11 日の東日本大震災に引き続いて、東京電力福島第一原子力発電所（以下、1F-NPP）での事故が発生した。これに伴い、原子炉内の放射性核種の一部が外部に放出され、福島県やその周辺環境（土壌,森林, 溜池, 住宅地等）を汚染した。2011 年 5 月までに放出された放射性核種のインベントリーは、放射性ヨウ素（I-131）に換算して約 900PBq（I-131：500PBq, Cs-137：
10PBq）と見積られている 1)。これは、1986 年に発生した
チェルノブイリ原子力発電所事故によって放出された
5,200PBq2)の約 1/6 の量に相当する。しかしながら、1FNPP 事故は、国際原子力事象評価尺度（INES）で、最悪のレベル 7 と評価されている。初期の早い段階で半減期の短い I-131（半減期 T1/2=8.021d）は消滅し、今や線量率を支配しているのは放射性セシウム（以下、放射性Cs：Cs-134（T1/2=2.065y）, Cs-137（T1/2=30.07y））3)である
ことから、放射性 Cs の挙動が重要である。
本研究は、2011 年 3 月以来、文部科学省が進める 1FNPP 事故に対する対応策の１つである、放射線量率の分布マップに関連した研究プロジェクトである（2012 年 4月からは規制庁担当）。著者らは、これまでに 1F-NPP 事

79

Te-129m（HTeO3-ないし TeO32-） 8)と陽イオンである Ag110m（Ag+） 8)や放射性 Cs（Cs+）の深度分布から求めたDa が同程度であったことからも明らかである。このことは、深度方向に不飽和から飽和条件に変化する各調査地
点での深度方向への含水比分布の実測結果からも裏付けられる。これらの事実から、表層から深部になるに伴い移流は発生しなくなる。よって、その後の深部での深度分布は、主に拡散プロセスによって形成されたと考えられる。
従って、本研究では、沈着初期の不飽和な土壌表層での移流による分散ないしは浸透の影響を極力除去し、主として拡散プロセスによる Da の導出理論を、1 次調査から 2 次調査への深部での深度分布の変遷に着目して検討した。また、Da と KD との関係から KD を算出し、バッ
チ実験から得られた実測値と比較することで両パラメー
タの整合性について確認すると共に、理論の有効性について検証した。

ように、1 次調査における放射性 Cs（Cs-134, Cs-137）の
Da の多くが 10-10m2/s オーダーであり、2 次調査におけるDa は 10-11m2/s オーダーであることが分かる 6)。バッチ実
験から得られた土壌への Cs-137 の KD は、両調査とも
2,080～61,000ml/g の範囲であった。
Da と KD との比較から明らかなように、両パラメータは
定量的には全く整合していない。即ち、両パラメータ間で定量的には大きな解離が見られる。具体的には、バッチ実験からは上述のように高い KD が取得されたものの、表層付近での深度分布から得られた Da は、KD から予見されるよりも 2～3 桁程度高い値であった。Da が KD から予見されるよりもかなり高い値となった原因について、雨が降った際の移流による分散ないしは浸透の影響が考えられた。表層付近の土壌は集水域などのように、地下水面が地表面と同じでない限り、水分の蒸発により不飽和である。事実、各調査地点での土壌の深度方向の含水比分布から、多くの調査地点で表層での飽和度は50%程度であるのに対して、少し深くなると増加した。また、前述の通り、1 次調査では同時に取得した他の核種（Te-129m, Ag-110m）の深度分布（2 次調査時には減衰により未検出）も陽イオンと陰イオンの違いがあるにも関わらず、同じ地点では放射性 Cs とほぼ同じであり、算出された Da も同程度であった。これらのことを総合すれば、初期の地表付近での深度分布は、放射性核種が地表面に沈着後、雨水などの移流による分散ないしは浸透の影響を受けた結果と考えられる。従って、移流の影響を受けにくい深部での深度分布の変遷は拡散プロセス

2. フィールド調査の概要
表 1 に 2 回の調査（1 次及び 2 次調査）の概要を、また、図 1 に調査位置を示す。両調査は、1F-NPP から20km～60km の範囲に位置する二本松市（1 地点）、川俣町（2 地点）、浪江町（8 地点）の 11 地点で実施した。
表 2 に両調査で得られた各土壌種（砂質土壌, 有機質土壌, 元耕作地と推定される土壌）に対する表層付近
での深度分布からの放射性 Cs（Cs-134, Cs-137）の Da の解析結果（Fick の法則に基づく従来の解析手法 7)）を示す。各調査の詳細については、文献 4)及び 6)に記述されていることから、ここでは概要のみを記す。表 2 に示す
表1

調査項目
調査時期
調査地点
深度分布
試料採取方法

土壌観察・記載
土壌物理特性2 回の調査（1 次及び 2 次調査）の概要

１次調査

２次調査

Jun.7-19(Jun.10-16), 2011(事故後約3ヶ月)
11地点
二本松市, 川俣町, 浪江町
259試料(16スライサー：11地点)
分析： Ｇe半導体検出器
ジオスライサー(ワイド&ハンディ)：29スライス
ワイドタイプ：1スライス(1地点)
1.1m wide×1m deep×2cm thick
ハンディタイプ：28スライス(11地点)
10cm wide×1m deep×2cm thick
29スライス(全スライス)
24試料(11地点)
2深度区間/スライス
密度(湿潤, 乾燥, 固相), 間隙率, 含水比

Feb.23-Mar.10(Feb.27-Mar.8), 2012(事故後約1年)
11地点
二本松市, 川俣町, 浪江町
180試料(12コアー：11地点)
分析： Ｇe半導体検出器
コアーサンプラー(ポータブル)：19コアー
15cm inner diameter×50cm deep

水簸分級

鉱物分析(XRD)

土壌化学特性(CEC & AEC)
収着・脱着特性(137Cs & 131I)

24試料(11地点)(収着試験のみ)
2深度区間/スライス
収着試験：イオン交換水系

8019コアー(全コアー)
24試料(11地点)
2深度区間/コアー
密度(湿潤, 乾燥, 固相), 間隙率, 含水比12試料(3地点)：3コアー
3種類の土壌(砂質, 粘土質, 有機質)
粘土(<2µm), シルト(2-20µm), 砂・礫(>20µm)
12試料(3地点): 3コアー
3種類の土壌(砂質, 粘土質, 有機質)
定方位(粘土成分), 不定方位(全試料)
12試料(3地点): 3コアー
3種類の土壌(砂質, 粘土質, 有機質)
水簸試料(粘土, シルト, 砂・礫)
12試料(3地点)：3コアー
3種類の土壌&水簸試料
収着試験：イオン交換水系, 脱着試験：0.33M-KCl

NM-AKt：浪江町赤宇木手七郎

NM-AKs：浪江町赤宇木塩浸
NM-AKk：浪江町赤宇木椚平NM-HR：浪江町昼曽根尺石

福島県

調査地点：11地点
二本松市金色川俣町(口太川流域)
浪江町(請戸川流域)

NH-KN：二本松市金色KW-YMo：川俣町山木屋大清水
KW-YMk-1：川俣町山木屋小塚-1
KW-YMk-2：川俣町山木屋小塚-2

NM-STS-2：浪江町下津島松木山-2

NM-TS：浪江町津島水境
NM-STS-1：浪江町下津島松木山-1

図1

調査位置

表 2 両調査（1 次及び 2 次調査）における各土壌種に対する表層付近での深度分布からの放射性 Cs（Cs-134,
Cs-137）の Da（m2/s）解析結果（Fick の法則に基づく従来の解析手法による）
調査地点

土壌区分

川俣町山木屋小塚
二本松市金色砂質土壌

浪江町下津島松木山
浪江町赤宇木手七郎
浪江町昼曽根尺石

有機質土壌

川俣町山木屋大清水
川俣町山木屋小塚
浪江町津島水境
浪江町下津島松木山

元耕作地と推定される土壌

浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平

1次調査（事故から約3ヶ月後） 2次調査（事故から約1年後）

Cs-134

Cs-137

Cs-134

Cs-137

1.70E-11
4.43E-11
6.63E-11
1.28E-10
1.06E-10
5.09E-10
1.12E-10
6.17E-11

1.71E-11
4.31E-11
6.78E-11
1.32E-10
1.12E-10
5.09E-10
1.14E-10
6.10E-10

3.38E-12

3.19E-12

3.41E-11

3.51E-11

7.85E-11

8.17E-11

1.04E-10
3.05E-10
1.98E-10
1.23E-10
4.97E-11

1.08E-10
3.31E-10
2.01E-10
1.78E-10
5.33E-11

9.18E-11
4.75E-11

9.28E-11
4.54E-11

8.32E-11

1.01E-10

7.49E-11
1.92E-10
4.03E-10

7.71E-11
1.91E-10
4.03E-10

2.26E-11
3.25E-10
1.77E-11
4.03E-11
1.51E-10

2.05E-11
2.54E+10
1.86E-11
4.23E-11
1.16E-10

放射能減衰を考慮した 1 次元の非定常状態に対する拡散方程式は、Fick の第 2 法則 7)に基づけば次のように与えられる。

による移動を反映していると考えられる。
3. 深度分布の変遷に基づく Da と KD の解析
地表面に沈着した放射性核種が徐々に深部へ移動（分散, 拡散）するものとすれば、その移動速度（変遷速度）は土壌への放射性核種の KD の影響を強く受ける。

∂C
∂C
∂
= �D
� − λC∂t ∂x a ∂x

81

(1)

Da が距離 x に対して独立なパラメータ、即ち、一定であるとすれば、(1)式は次のように整理される。
2

∂ C
∂C
= Da 2 − λC∂x∂tように表現される。
b=−(2)

初期からの経過時間 t1 から t2 までの時間変化に対す
る傾きの変化量は、(5)及び(6)式から次のように表される。

初期に有限な量の放射性 Cs が地表面に沈着し、徐々に深部へ移動する場合、その移動源は平面的であることから、薄膜拡散源と見なすことが出来る。(2)式について、無限遠の円柱媒体における放射性 Cs などの有限な量よりなる薄膜拡散源に対する解析解は、初期条件
及び境界条件に基づいて次のように記述される。

1tan(θ2 − θ1 )Da = −�πDa tx2�−�
4Da t 𝑒𝑒 −λt

=−

(8)

x2
�−
− λt
4Da t
�πDa tM(4)(4)式について、x2 に対する LnC(t, x)のプロットから得られる傾きと経過時間 t との関係から Da を得ることが出来る。従来は、この方法により Da を算出した。また、この関係が高い相関係数で成立することは、Da に大きな影響を及ぼす KD が可逆的な反応であることを意味する。
次に、濃度分布の変遷に基づく Da の解析理論について説明する。放射性 Cs の沈着後からの経過時間 t1 について、x2（横軸）に対する LnC(t, x)（縦軸）のプロットから得られる傾き a は、縦軸に対する角度をθ1 として次式のように表現される。
1
1=
4Da1 t1 tanθ1

tan{arctan(−4Da2 t 2 ) − arctan(−4Da1 t12 )}4(t 2 − t1 )

(9)

np Dp
np Do
δ
=
� �
np + ρd K D np + ρd K D τ2(10)

従って、同じ地点で複数の異なる時期に取得した土壌中深度方向の濃度分布が存在する時、経過時間に対する濃度分布の変遷（時間に対する傾きの変化）から(9)式に基づいて Da を計算することが出来る。
次に、Da から KD を求めるための関係について説明する。土壌は典型的な多孔質媒体と見なすことが出来るとすれば、Da と KD との関係は次のように表現される。

(3)式について、両辺の対数を取れば、次式が得られる。

a=−tan(θ2 − θ1 )4(t 2 − t1 )11tan �arctan � � − arctan � ��ba
Da = −
4(t 2 − t1 )(3)

ここで、M：単位面積当たりの拡散物質の総量（Bq/m2 ）（初期に地表面に沈着した単位面積当たりの放射性 Csの総量に相当）LnC(t, x) = Ln �(7)(5), (6)及び(8)式から、最終的に深度分布の変遷から
Da を求める理論は次のように導出される。

M = � C(t, x)dx𝑒𝑒

14Da (t 2 − t1 )(7)式を整理して、Da は次の関係によって表される。

+∞

M

=−

ここで、Da：初期からの経過時間 t1 から t2 までの間に変化した傾きより算出された見掛けの拡散係数（m2/s）

初期条件
C(t, x) = 0, t = 0, x≧0
境界条件
C(t, x) = 0, t＞0, x = +∞C(t, x) =(6)

ここで、Da1, Da2：それぞれ初期からの経過時間 t1 と t2 ま
での傾きから算出された見掛けの拡散係数（m2/s）（ここでは、Da1 が 1 次調査、Da2 が 2 次調査で求められた見掛けの拡散係数に相当）

ここで、C：土壌の単位体積当たりの放射性 Cs の放射能濃度（Bq/cm3）, t：放射性 Cs の沈着時からの経過時間（s）, x：沈着表面（地表面）からの土壌の深度方向における距離（m）, Da：見掛けの拡散係数（m2/s）（移流項がある
場合、見掛けの分散係数）, λ：壊変定数（1/s）

0

1
1
=
4Da2 t 2 tanθ2

Da =ここで、np：間隙率（%）, Dp：間隙水中の拡散係数（m2/s）,
Do：自由水中の拡散係数（m2/s）, ρd：乾燥密度（g/cm3）,
δ：収斂度（狭窄性）, τ2：屈曲度
均一で典型的な多孔質媒体に対する屈曲度は、幾何学的にはτ2 = 3 である。細孔径（間隙径）が拡散種（拡散イオン）と比較して十分に大きい場合、近似的にはδ = 1
である。通常の土壌について、細孔径はイオン径と比較して十分に大きいと考えることが出来る。

(5)(5)式と同様に、放射性 Cs の沈着後からの経過時間 t2
に対する傾き b は、縦軸に対する角度をθ2 として次式の82

表 3 深度分布の変遷に基づいた土壌種に対する Cs+イオンの Da 及び KD の解析結果

Da（m2/s）

土壌物性
調査地点

土壌区分

間隙率
（％）

二本松市金色砂質土壌

浪江町昼曽根尺石

有機質土壌

50.9

乾燥密度
（Mg/m3）1.159

真密度（Mg/m3）
2.719

59.0

0.969

2.566

川俣町山木屋大清水

44.9

1.378

2.729

浪江町津島水境

69.8

0.728

2.511

70.2
59.3
48.4

0.724
1.053
1.062

2.619
2.604
2.631

元耕作地と推定される土壌
浪江町下津島松木山
浪江町赤宇木塩浸
浪江町赤宇木椚平

よって、(10)式は次のように整理される。
Da =

np Do

3�np + ρd K D �

np (Do − 3Da )3ρd Danp (Do − 3Da )3ρth �1 − np �Da

ここで、ρth：固相（土壌粒子）密度（g/cm3）

Cs-137

Cs-134

Cs-137

2.76E-14
1.99E-14
4.53E-14
1.56E-14
6.69E-15
1.76E-14
2.93E-14
2.37E-14
1.23E-14

2.74E-14
1.96E-14
4.64E-14
1.37E-14
8.37E-15
1.06E-14
2.06E-14
2.35E-14
1.06E-14

9.66E+03
1.98E+04
8.66E+03
1.34E+04
9.63E+04
3.66E+04
2.15E+04
1.65E+04
2.04E+04

9.74E+03
2.00E+04
8.46E+03
1.53E+04
7.70E+04
6.08E+04
3.05E+04
1.67E+04
2.35E+04

4. 結論

(11)

放射性 Cs について、従来、バッチ実験から得られた土壌への KD と土壌表層付近での深度分布から得られたDa には大きな解離が見られ、その主たる原因が地表面付近での移流による分散ないしは浸透の影響を含むためと考えられたことから、その影響の少ない深度分布の変遷に基づいて Da を解析すると共に、Da との関係から
KD を解析した。
深度分布の変遷に基づく Da の解析結果は 10-14m2/s
オーダー、Da から計算した KD は 104～105ml/g の範囲であり、これらの KD はバッチ実験からの実測値と概ね整合した。このことは、土壌深部への放射性 Cs の移動が極めて遅く、今尚多くの放射性 Cs が表層付近に存在する事
実とも整合する。
一方、砂質土壌の多くは深度分布に変遷（進展）が見られなかったことから、解析出来ていない。これは、収着反応における不可逆性と考えられ、バッチ法による収着
後の脱着実験結果とも整合する。
不可逆な収着反応を考慮した移行については、KD の不可逆な形態に対するモデルの構築が必要であり、今後の課題である。

(12)

媒体（土壌）の乾燥密度の代わりに固相密度（土壌粒子密度）を用いることにより、(12)式は最終的には次のように表される。
KD =Cs-134必要である。

(11)式から、KD は次の関係から求めることが出来る。

KD =KD（ml/g）(13)

本研究では、Da 及び KD をそれぞれ(9)及び(13)式に基づいて算出した。解析では、土壌の間隙率及び固相（土壌粒子）密度は各調査地点で採取した試料の実測
値、Cs+イオンの Do は Do= 2.1x10-9m2/s（25℃）9, 10)を用いた。
表 3 に各土壌種に対する Cs+イオンの Da 及び KD の解析結果を解析に使用した土壌の物性値と共に示す。
殆ど全ての Da は 10-14m2/s オーダー、Da から計算した KD
は 104～105ml/g の範囲であり、これらの KD はバッチ実
験からの実測値と概ね整合した。
その一方で、砂質土壌（元耕作地と推定される土壌を除く）の多くは深度分布に変遷（進展）が見られなかったことから、Da を解析出来なかった。これは、砂質土壌への放射性 Cs の KD が不可逆であったためと考えられる。実際、砂質土壌、有機質土壌、粘土質土壌に対するバッ
チ法による収着後の脱着実験において、有機質土壌と粘土質土壌については可逆的であったものの、砂質土
壌のみは不可逆的 6)であった。これは、深度分布の進展
挙動とも整合する。
収着における不可逆反応を考慮したモデルの構築が参考文献
1) The National Diet of Japan Fukushima Nuclear
Accident Investigation Commission (NAIIC) Reports(July 5, 2012), “http://warp.da.ndl.go.jp/info:ndljp/pid/
385637/naiic.go.jp/en/report/”, accessed July 21, 2014.
2) Kato, H., Onda, Y. and Teramage, M., “Depth
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Power Plant Accident,” Asia Oceania Geosciences Soc.
(AOGS2014), Sapporo, Japan, July 28-August 1, 2014,
Abstracts, IG23-A024 (2014).
6) 佐藤治夫, “福島環境中に放出された放射性物質の土壌中深度分布の変遷：土壌中放射性セシウムの拡散収着特性,” ミニシンポジウム「地震・断層・粘土
そして水～地震と断層の理解のために～」, 岡山大学, 2015 年 3 月 17 日, ハンドアウト資料(2015).
7) Crank, J., “The Mathematics of Diffusion,” Oxford
University Press, Oxford (1975).
8) D. G. Brookins, “Eh-pH Diagrams for Geochemistry,”
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9) Li, Yuan-H. and Gregory, S., “Diffusion of Ions in Sea
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Cosmochem. Acta, Vol.38, pp.703-714 (1973).
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