シンポジウム特集

J. Jpn. Soc. Soil Phys.

ゎࠉㄝ

土壌の物理性LecturesNo. 126, p.31∼ 36 (2014)

森林における放射性 Cs の動態
小林政広 1

Radiocaesium dynamics in forest ecosystems after the FDNPP accident
Masahiro KOBAYASHI1

1. はじめにチェルノブイリ原発事故に由来する放射性 Cs の森林
内における動態について，ヨーロッパを中心に数多くの2011 年 3 月 11 日の東北地方太平洋沖地震と津波によ調査研究がなされてきた．概して，森林内では流入したり発生した東京電力福島第一原子力発電所（福島第一原

放射性 Cs が系内で保持される傾向にあるとされている発）の事故では，大量の放射性物質が環境中に放出され（IAEA, 2006）．Cs はアルカリ金属であり，水に溶解すた．高温でガス化しやすい核種である放射性ヨウ素及びると 1 価の陽イオン（Cs+ ）となる．土壌中においても放射性セシウム（Cs）は，大気の流動とともに移動・拡散日という短い半減期により短期間で減衰した．一方，セCs+ として存在し，同属のナトリウムやカリウムと同様のイオン交換反応が起こる一方，一部の 2 : 1 型層状ケイ酸塩鉱物の層間に強固に保持される性質がある（塚田ら,
2011; 山口ら, 2012）．そのため，鉱質土壌層まで達した
放射性 Cs は，土壌粒子自体が移動しない限り，その場

シウム 134（Cs-134）およびセシウム 137（Cs-137）はに留まると考えられる．ただし，森林では外部から流入

半減期が 2 年および 30 年と長く，東北地方および関東した放射性 Cs の多くは，鉱質土壌に達する前に樹冠層，地方にこれら核種による広大な放射能汚染地帯を残したリター層でも捕捉される．特に，寒冷な地域に多い厚い（文部科学省, 2011）．

リター層では，放射性 Cs が長期に渡って保持されるこした．放射性ヨウ素は，事故から数日後に福島第一原発から遠く離れた東京の浄水場でも高濃度で検出され，放射能汚染の空間的な広がりを私たちに実感させた後，8

日本は国土の 67 % が森林に覆われており，最も深刻なとが知られている（Winkelbauer et al., 2012）．温暖多雨

放射能汚染被害を受けた福島県の森林率も 71 % と高い．

で地形が急峻な日本においては，リター分解が進みやす

航空機モニタリングデータと GIS による解析によれば，

く，流域からの土砂流出が生じやすい条件にあることか

福島第一原発事故により生じた 1 平方メートルあたり

ら，放射性 Cs の系内での動態や系外への流出が，研究100 万 Bq 以上（2011 年 11 月時点の Cs-134 と Cs-137の合計）の放射能汚染地域の総面積は 646 km2 であり，
その 66 % にあたる 428 km2 が森林である（Hashimoto
et al., 2012）．なお，天然に存在する Cs の安定同位体である Cs-133 は，地殻や土壌に数 mg kg−1 含まれている(Reimann and de Caritat, 1998)．これに対して，例えば
Cs-137 は 1 万 Bq 存在してもその質量は 3 ×10−6 mg に過ぎず，深刻な放射能汚染をもたらしている放射性 Cs

蓄積の多いユーラシア大陸で得られた知見では予測でき所が実施してきた，森林内での放射性 Cs の分布と移行，は，原子の数としては極めて微量である．

水を介した放射性 Cs の森林内での移動および森林から

福島第一原発事故と並ぶ過酷事故であった 1986 年のない可能性がある．そのため，現地におけるモニタリン
グを行い，放射性 Cs の動態を監視していく必要がある．
そのような取り組みは事故の直後から日本国内の複数の大学や研究機関，学会，NPO などにより始められ，さま
ざまな形でデータが発表されている．
本稿では，筆者が所属する独立行政法人森林総合研究の流出についての調査研究を紹介する．

チェルノブイリ原子力発電所事故の際にも，環境中に大量の放射性物質が放出されており，周辺の多くの国の森

2. 森林内における放射性 Cs の分布

林が放射性 Cs で汚染された．また，1950 ∼ 60 年代に数多く行われた大気圏内核実験でも放射性 Cs が大量に森林では大気から流入した放射性 Cs は樹冠を構成す

環境中に放出されており，長い年月に渡ってグローバル

る葉と枝，加えて幹に一部が捕捉される．地表に達した

フォールアウトとして世界中の森林に降り注いでいる．

放射性 Cs の一部はさらにリター層で捕捉され，残りが鉱質土壌層に達する．その配分は，同じ経過時間でも樹

1 Forestry

and Forest Products Research Institute (FFPRI), 1 Matsunosato,Tsukuba, Ibaraki 305-8609, Japan. Corresponding author：小林政広, 森林総合研究所
2014 年 2 月 1 日受稿 2014 年 3 月 6 日受理

種，リターの量や質により異なると考えられる．ここでは，福島第一原発事故後，福島県の川内村，大玉村，只見町の 3 ヶ所で林内における放射性 Cs の分布とその変土壌の物理性

32

第 126 号(2014)

Fig. 1 大玉試験地のスギ林内の 2011 年（左）と 2012 年（右）の放射性 Cs の分布（Cs-134 と Cs-137 の合計）
（農林水産省（2013）を基に作成）．

Fig. 2 大玉試験地の落葉広葉樹林内の 2011 年（左）と 2012 年（右）の放射性 Cs の分布（Cs-134 と Cs-137 の合計）
（農林水産省（2013）を基に作成）．

化を実際に調べた例を紹介する（農林水産省, 2013; 金子,

在し，その大部分はリター層に存在しており（Fig. 2），2012）．

鉱質土壌層には約 3 割存在していた．スギ林，落葉広葉

2.1 調査地と方法

樹林とも枝や樹皮にも少量の放射性 Cs が存在していた．

各調査地の福島第一原発からの距離は，川内が 26 km，材の蓄積量はごくわずかであった．放射性 Cs 蓄積量は

大玉が 66 km，只見が 134 km である．調査は原発事故

川内 > 大玉 > 只見の順であり，これは空間線量率に比から約 5 ヶ月経過後の 2011 年 8 ∼ 9 月，これよりさら

例していた．

に約 1 年経過後の 2012 年 8 ∼ 9 月に実施した．各調査

2.3 2012 年の放射性 Cs 分布

ンプルをそれぞれ採取した．乾燥や粉砕等の調整の後，2011 年の調査から 1 年経過した 2012 年 8 ∼ 9 月の時
点では，スギ林の葉とリター層に存在する放射性 Cs は
全体の約 3 割に減少し，逆に鉱質土壌中は約 7 割まで増加した（Fig. 1）．落葉広葉樹林ではリター層中の放射性 Cs 蓄積量が全体の 2 割まで減少し，鉱質土壌中は約8 割まで増加した（Fig. 2）．樹冠からリター層への放射性 Cs の移行は，枝葉からの溶脱や枝葉の脱落（リター

各試料の Cs-134 および Cs-137 の濃度をゲルマニウム半フォール）により生じたと考えられる．また，リター層導体検出器で測定した．以下，「放射性 Cs」は，Cs-134

から鉱質土壌層への移行は，リター層からの溶脱に加え，と Cs-137 の合計を指す．濃度とバイオマス量から，単リター自体が分解されて水とともに移動しやすくなった

位面積当たりの放射性 Cs 蓄積量を計算した．

ことにより進んだと考えられる．原発事故から約 1 年

地において，バイオマス量の推定のため，プロットを設定して毎木調査（樹木の胸高直径と樹高の測定）を行い，空間線量率を測定した．次いで，調査木を 3 本選定し，調査木周囲のリター層と鉱質土壌層（0 ∼ 20 cm まで，5cm 毎）をサンプリングした．その後，調査木をコンタミが生じないように注意して伐倒し，葉，枝，樹皮，材のサ

2.2 2011 年の放射性 Cs 分布2011 年 8 ∼ 9 月の時点において，事故当時葉があった常緑樹のスギ林では，葉およびリター層に放射性 Csの総蓄積量の約 7 割が存在しており，鉱質土壌には約 2割存在していた（Fig. 1）．事故当時葉がなかった落葉広葉樹林でも総蓄積量の 6 割程度が葉およびリター層に存5 ヶ月で鉱質土壌に大半の放射性 Cs が移行したことになり，これら福島の試験地ではチェルノブイリ事故後のヨーロッパより速く移行が進んだとみられる．ただし，川内のプロットの一つでは，2012 年の時点でも鉱質土壌にはまだ約 2 割しか放射性 Cs が存在しておらず，立地
環境の違いにより移行速度は多様であると考えられる．

シンポジウム特集

解説：森林における放射性 Cs の動態

33

Fig. 3 桂試験地における 2011 年の林内雨およびリター層通過水中の Cs-137 濃度（溶存態 + 懸濁態）．

鉱質土壌中の放射性 Cs は，2012 年においても最も浅3.1 調査地と方法

いサンプリング深度である 0 ∼ 5 cm に大部分が存在し試料は，茨城県城里町に位置する森林総合研究所桂試ており，より深部への移行は限定的であった．つまり，

験地の源頭部小流域（2.3 ha）で採取した．桂試験地は放射性 Cs は鉱質土壌の最表層に保持されていると考え

福島第一原発から 119 km 離れており，文部科学省によられた．その理由の一つに，層状粘土鉱物の層間の Cs

る航空機モニタリングで推定される Cs-137 及び Cs-134

を特異に固定する部位（フレイドエッジサイト）の存在の合計沈着量 10 kBq m−2 以下の地域にある．流域の表（山口ら, 2012）が考えられる．ただし，Cs は単純な負荷

層地質は中古生層堆積岩，土壌は主に火山灰を母材とす

電部位への吸着でも保持される．事故後の時間経過にとる褐色森林土である．植生は，斜面下部が 1965 年に植もないどの保持メカニズムが卓越するようになったかを栽されたスギ人工林，斜面上部は落葉広葉樹の二次林で知るためには，さらに詳細な調査を要する．

ある．
谷頭部のスギ林内において，ポリロートとポリタンク

3. 原発事故直後における水を介したよりなる装置を用いて林内雨を採取し，これを 2 週間に放射性セシウムの動態

1 回回収した．流域の末端に近い下部谷壁斜面において，テンションフリーライシメータを用いてリター層通過水

時間の経過にともない，森林内の放射性 Cs は樹冠かを，ポーラスプレートテンションライシメータ（釣田ら,

らリター層，リター層から鉱質土壌層へと移動する．この動態において，水の移動にともなう放射性 Cs の移動

2005）を用いて深度 30 cm の土壌水を採取し，週に 1 回回収した．流域末端の流量観測点の手前において週に 1

は大きな役割を果たすと考えられ，チェルノブイリ原発

回渓流水を採取した．各試料は，もともとの目的である事故由来の放射性 Cs に関する研究事例も多い（Bunzl

主要溶存成分の分析に供し，その残りを無ろ過の状態でet al., 1989; Tegen and Dörr, 1996; Rafferty et al., 2000）．

ポリビンに入れ，室温約 4◦ C の冷蔵室で保管した．ここ

福島第一原発事故後の日本国内においては，事故前からで示すデータは，この保管試料について Cs-137 濃度を採取していた林内雨および樹幹流試料の放射能分析によ測定したものである．

り，関東地方のスギ林及びヒノキ林において，降雨によCs-137 濃度の測定は，ゲルマニウム半導体検出器を用り流入した放射性 Cs の 6 割以上が一度樹冠に捕捉され，いて行った．保管試料の量は 15 mL ∼ 280 mL と少量のこれが徐々にリリースされたことが明らかにされている

ため，一般に水の放射能分析に用いるマリネリ容器では（Kato et al., 2012）．また，関東地方の落葉広葉樹林では，なく，U8 容器（容積 100 mL），又は容量約 400 mL のポ

リター層直下および深度 10 cm の鉱質土壌を水とともにリスチレン容器で測定した．測定値は試料採取日に合わ移動する溶存態の放射性 Cs のフラックスが観測されてせて減衰補正した．はじめに無ろ過の状態で測定した．

おり，気温の上昇する夏季にフラックスが増加する傾向

林内雨およびリター層通過水は，孔径 0.45 µ m のメンブが明らかにされている（Nakanishi et al., 2014）．

レンフィルタでろ過して再度測定した．以下，フィルタ

ここでは，筆者らが森林における物質循環機構解明のを通過したろ液に含まれる Cs-137 を「溶存態」，フィル

ためのモニタリング調査で採取した林内雨，リター層通タ上に残る懸濁物に含まれる Cs-137 を「懸濁態」とす

過水，土壌水，渓流水試料について放射性 Cs 濃度を測る．なお，渓流水を除いて，原発事故後最初に採取した定した結果を示し，福島第一原発事故直後の森林におけ

試料には事故前から採取容器に入っていた分が含まれてる水を介した放射性 Cs の動態について議論する．

いる．林内雨については，転倒マス式雨量計による連続観測データがあるため，これを用いて事故後に降った分

34

土壌の物理性第 126 号(2014)

は，前章で紹介した，原発事故から 1 年以上経過しても鉱質土壌中では 0 ∼ 5 cm に Cs-137 のほとんどが保持されていたという調査結果とも対応する．

3.3 溶存態と懸濁態の寄与
林内雨およびリター層通過水には，肉眼で確認できる
懸濁物が含まれていることが多かった．ろ過前後の測定値の比較から，懸濁物の寄与について検討する．ここでは，ろ過後の測定値を溶存態，ろ過前の測定値を溶存態と懸濁態の合計と考える．林内雨の場合，事故後最初に採取した試料ではろ過前後で Cs-137 濃度がほとんど変
わらず，溶存態の割合が約 10 割であった（Fig. 4）．そのFig. 4 桂試験地の林内雨中の Cs-137 における溶存態と後，溶存態の Cs-137 濃度は変動しつつ低下した．8 月以

懸濁態の寄与．

降に見られる溶存態 + 懸濁態のパルス状の濃度上昇は，ほとんどが懸濁態の寄与によるものであった．リター層
通過水についても，溶存態の濃度は 5 Bq L−1 未満で緩やかに低下しており，溶存態 + 懸濁態の濃度上昇はほとんどが懸濁態の寄与によるものであった（Fig. 5）．
以上のように，林内雨およびリター層通過水として移動する Cs-137 について考える際には，溶存態に加えて懸濁態も考慮する必要がある．上に示したデータに関わる懸濁物の組成や発生源については現時点ではよく分
かっていないが，夏期に増加する傾向があることから，
樹冠やリター層における生物活動が関与していると推察される．

Fig. 5 桂試験地のリター層通過水中の Cs-137 における溶存態と懸濁態の寄与．

だけの濃度に補正した．また，採取量が少なく保管試料が無いものは放射能測定を行っていない．

3.2 水の Cs-137 濃度

4. 森林からの放射性 Cs の流出
森林から流出する水は，下流において水道原水，農業用水として利用されるとともに，渓流や下流水域の生態系にも影響を与えている．そのため，流出する水に福島
原発事故により放出された放射性物質が含まれている

福島原発事故後最初の試料は，2011 年 3 月 23 日に回か，含まれている場合どの程度の濃度であるかは重要な収したリター層通過水，土壌水，渓流水である．林内雨問題である．冒頭でも触れたとおり，放射性ヨウ素は福は 3 月 30 日に最初の試料を回収した．事故直後の林内

島原発事故後，各地の浄水場において高濃度で検出され雨には，約 60 Bq L−1 の Cs-137 が含まれていた（Fig.

3）．同じ期間に採取したリター層通過水の Cs-137 濃度
は 10 Bq L−1 未満であった．この差は，林内雨として地表に達した水に含まれる Cs-137 がリター層で捕捉されたことを示している．5 ∼ 6 月までに林内雨中の Cs-137
濃度は急激に低下してその後 5 Bq L−1 前後で推移したが，8 月にパルス状に約 30 Bq L−1 まで上昇することがあった．リター層通過水の Cs-137 濃度は 5 月までに緩やかに低下して 5 Bq L−1 以下になったが，7 月と 8 月

たが，放射性 Cs はほとんど不検出であった．先に述べた桂試験地の例でも，林内雨に Cs-137 が 60 Bq L−1 含
まれていた期間においても渓流水では不検出であった．
これは放射性 Cs が土粒子に捕捉されやすいためと考えられる．ただし，不検出ではあるが検出下限以下の低濃度で流出している可能性はある．また，降雨により増水
して土粒子等の懸濁物が流出する際には，それに保持されている放射性 Cs が一緒に流出することが考えられる．
ここでは，特に後者のケースを確認するために，福島県にやはりパルス状に上昇することがあり，このときのの森林において森林総合研究所と福島県林業研究セン

Cs-137 濃度は事故直後を上回った．その後冬にかけて，
林内雨，リター層通過水とも Cs-137 濃度は変動しつつする．

緩やかに低下した．
渓流水および深度 30 cm の土壌水については，事故後最初に採取した 3 月 23 日の試料からも Cs-137 は検出されなかった（検出下限 1 Bq L−1 ）．その後，6 月までの試料の測定を行ったが，全ての試料で不検出であった．
土壌中においては，Cs-137 の大部分が捕捉され，水とともに移動しにくい形態になったと考えられる．このこと

ターが合同で行った調査の結果（篠宮ら, 2013）を紹介

4.1 調査地と方法
調査地は福島県郡山市にある福島県林業研究セン
ター多田野試験林内の流域面積 1.2 ha の小流域に設定した．植生はスギ・ヒノキ人工林と落葉広葉樹林が混在している．表層地質は砂岩および凝灰岩であり，土壌は砂質な褐色森林土である．流域末端で渓流水の流量観測をシンポジウム特集

解説：森林における放射性 Cs の動態

35（2012 年 3 月 20 日 ∼12 月 11 日の 267 日間）の Cs-137
流出量を推定したところ，日雨量 5 mm 以上の出水時に 84 % が流出したと計算された．また，年間の流出量
は，航空機モニタリングによる現地の Cs 沈着量の約 0.3% と計算され，系外への流出は限定的であった．
放射性 Cs を運ぶ懸濁物には，鉱物粒子だけでなく有機物も混在している．鉱物粒子が保持している放射性Cs は強く固定されていると考えられるため，これが流出しても溶存態になる可能性は低い．一方，有機物が放射性 Cs を保持している場合，流出後，分解の過程で放射性 Cs がリリースされて溶存態となる可能性がある．溶存態の放射性 Cs は，下流の水域生態系や農地での物質循環を通じて，水産物や農作物に蓄積する恐れがある．
懸濁態有機物が放射性 Cs のキャリアとしてどの程度寄与しているか知ることは重要な課題である．

5. おわりに
福島原発事故により放出された放射性 Cs は，森林内において樹冠からリター層へ，リター層から鉱質土壌層
へ刻々と移行している．この過程においても，系外への流出は限定的であった．量的に少ない森林からの放射性Fig. 6 多田野試験林のスギ・ヒノキ人工林における流量，
濁度，懸濁物濃度，Cs-137 濃度の降雨にともなう変化（篠宮ら（2013）を元に作成）．

行うとともに，自動採取装置で降雨時の渓流水を 2 L ず

Cs の流出は，懸濁態が主体であり，降雨による増水にともない増加した．森林内での水を介した放射性 Cs の移動，すなわち林内雨およびリター層通過水による移動でも，溶存態とともに懸濁態の寄与が重要であることが分かった．

つ複数回採取した．また，濁度センサーにより 10 分間隔

今後，林内雨，リター層通過水，渓流水のいずれにつで濁度を自動記録した．加えて月に 1 ∼2 回の頻度で無いても，溶存態と懸濁態を区別して Cs 移動量を求める

降雨時の水も採取した．試料は無ろ過のまま 2 L マリネ

とともに，懸濁物の組成（有機物/鉱物）を明らかにす

リ容器に入れ，ゲルマニウム半導体検出器で Cs-137 濃度

る必要がある．さらには，懸濁物から放射性 Cs が離脱を測定した．その後，孔径 0.5 µ m のガラス繊維ろ紙をして溶存態に変化するか，変化する場合どのような機構

用いてろ過し，懸濁物濃度を測定した．無ろ過で Cs-137が働くのかを明らかにする必要がある．溶存態に関してが検出された試料については，ろ過後再度測定した．

は，土壌水，渓流水中の放射性 Cs 濃度は低く，通常の測4.2 降雨と放射性 Cs 流出

定の検出限界に満たないことが多い．ただし，このこと

無降雨時の渓流水からは放射性 Cs は検出されなかっは移動量，流出量がゼロであることを意味しない．測定た（Cs-137 の検出下限は 0.5 Bq L−1 ，一部試料は 0.07法を工夫して mBq L−1 レベルの測定値を得ることも課

Bq L−1 ）．一方，降雨時に連続採取した試料には Cs-137が検出されるものがあった．2012 年 5 月 3 日の総雨量
158 mm の降雨イベント時には，流量の増加とともに懸濁物が増加し，これに対応して Cs-137 濃度も上昇した（Fig. 6）．降雨終了後の流量が低減する過程では，まだ比較的流量が大きい時点で濁度，懸濁物濃度，Cs-137 濃度が低下した．降雨イベント時の Cs-137 が検出された題である．ここでは取り上げなかったが，森林内の移行

試料をろ過したところ，濃度が大幅に低下し，ろ過前の壌動物がリターを破砕する過程がある．また，樹冠では20 % 以下の値になった．このことは，渓流水からの放射性 Cs の流出は主に懸濁物によるものであることを示している．以上のような放射性 Cs の流出の様式は，そ

夏季には昆虫類が葉を摂食して多量の糞を排出しているの後の降雨イベント時においても同様であった．

組みが必要になろう．

では，樹冠からのリターフォールも重要である（久留ら,2013）．
さらに，溶存態，懸濁態の放射性 Cs 濃度を規定する要因，特に生物の関与を明らかにすることも重要である．
例えば，リター層における有機物の分解では，微生物の作用により無機化されて成分が溶け出る過程の前に，土であろう．このような過程は懸濁物の生成に関与していると予想されるが，その解明には新しい手法による取り

懸濁物濃度を表す濁度と Cs-137 濃度の間には明瞭な

福島原発事故から 3 年が経過したが，Cs-137 が半減期関係が認められた．そこで，自記記録による連続デーを迎えるにはさらに 27 年を要する．原発事故により森タが得られている濁度と流量のデータから観測期間中

林に何が起きたのか，起きているのか，これを明らかに

土壌の物理性

36

第 126 号

して現在の対策に役立てるとともに，長期的なモニタリ

文 部 科 学 省 (2011): 放 射 線 量 等 分 布 マ ッ プ. http//ramap.

ングに基づく記録を後世に伝えなければならない．そこでは分野を超えた連携が望まれる．

(2014)

jaea.go.jp/map/(確認 2014/1/10)
Nakanishi, T., Matsunaga, T., Koarashi, J. and Atarashi-Andoh,
M. (2014):

謝辞

137 Csvertical migration in a deciduous for-est soil following the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power
Plant accident. J. Environ. Radioactivity, 128: 9-14, doi:

本解説をまとめるにあたり，森林総合研究所の高橋正10.1016/j.envrad.2013.10.019.

通氏，金子真司氏，坪山良夫氏，篠宮佳樹氏からご助言

農 林 水 産 省 (2013):（ 別 添 ）森 林 内 の 放 射 性 物 質をいただいた．放射性 Cs の分析では，森林総合研究所の 分 布 状 況 調 査 結 果 に つ い て. http://www.rinya.

の赤間亮夫氏，池田重人氏にご協力いただいた．

maff.go.jp/j/press/kenho/pdf/130329-01.pdf (確認 2014/1/31)

なお，第 3 章のデータの一部は，農林水産省農林水産

Rafferty, B., Brennan, B., Dawson, D. and Dowding, D. (2000):

技術会議委託プロジェクト「森林内の放射性物質に由来

Mechanisms of 137 Cs migration in coniferous forest soils. J.

する影響を低減させる技術の開発」によって取得した．

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Reimann, C. and de Caritat, P. (1998): Chemical elements in the

ここに記して謝意を表す．

environment: factsheets for the geochemist and environmental

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敦, 朝田

景, 和穎朗太, 牧野知之, 赤羽幾子,

旨

東京電力福島第一原発事故により広範囲の森林が放射能汚染された．長期的な影響が懸念される放射性セシウム（Cs）は，森林においては事故から約 5 ヶ月後の 2011 年 8 ∼ 9 月には大部分が樹冠またはリター層に分布していたが，その後 1 年経過する間に移行し，鉱質土壌に存在する割合が増加した．事故直後の林内雨中の放射性 Cs は大部分が溶存態であった．林内雨およびリター層通過水中の放射性 Cs
濃度は時間の経過ととともに低下したが，夏季に上昇することがあり，このときは懸濁態の寄与が大きくなった．森林からの放射性 Cs の流出は，降雨により増水して懸濁物濃度が上昇すると増加した．流出水中の放射性 Cs の大部分は懸濁態であった．2012 年 3 月からの 9 ヶ月間における森林からの放射性Cs の流出量は，流域の沈着量の 0.3 % と推定された．
キーワード：森林, 放射性セシウム, 移行, 土壌, 水