はじめに
平成 23 年３月の東日本大震災による東京電力福島第一原子力発電所の事故による放射性物質の汚染により、食の安全・安心に関する消費者の関心が急速に高まりました。そのため、特用林産物安全供給推進復興事業（林野庁補助事業）では、きのこ等特用林産物への放射性物質の影響を低減させることが見込まれる技術について調査することとし、放射性物質調査事業、栽培管理等推進事業、特用林産物産地再生対策事業等の各事業において、調査課
題を設定し、平成 24 年度から 28 年度の５年間、調査を行ってきました。
それらの調査の成果は、毎年度の事業報告書に収められていますが、その分量も多くなったことから、全体を把握するのが難しくなっていました。加
えて、関係者の異動もあり、調査成果の全体を概観するためにはそれらを大きなテーマごとに分類し、分かりやすくまとめたものが必要とされるに至りました。
このため、事業の調査課題をテーマ別に再編整理して、それぞれの成果を簡潔に取りまとめた成果集を作成しました。なお、本増補版では、平成 29
年度に実施した山菜の調査（31 番ワラビ、32 番コシアブラ）やタケノコの調査（33 番）、カリウムの試験（15-2 番）を追加しています。
放射能による被害は、半減期により時間の経過とともに軽減される一方、二次汚染による追加汚染もあるので、それらの状況を把握するため、今後も継続的な調査・観察が望まれます。
本成果集の作成にあたっては、これまで調査を行ってきた研究者にご協力を頂きました。すべての課題について２ページに簡潔にまとめることとした
ため、取りまとめ者には大変なご苦労をお掛けしました。執筆者の方々、関係委員会委員の方々、林野庁の担当者ほか、ご協力いただいた方々に対し、この場を借りて厚く御礼申し上げます。
本書が多くの関係者に参考となり、利用されるのであれば誠に幸いに存じます。
平成 30 年３月
日本特用林産振興会
会長

小渕 優子

目

次

Ⅰ 放射性物質の影響調査
1
2
3
4
5
6
7
8

原木からシイタケへの放射性セシウムの移行係数調査（根田 仁） ··············································· 4
原木林の空間線量率と原木の放射性セシウム濃度の相関関係等調査（根田 仁） ··············································· 6
原木栽培中の二次汚染源・放射性セシウム移動率の推定（平出政和） ··············································· 8
露地栽培原木シイタケの二次汚染状況調査（平出政和） ··············································· 10
IP 解析による汚染状況調査（北 実、石川洋一） ······································· 12
栃木県内空間線量率 0.2μSv/h 地域での追加汚染の実態（福井陸夫、今井芳典、杉本恵里子、石川洋一） ··············· 14
露地栽培地におけるほだ木やきのこ汚染の外部環境要因調査（福井陸夫） ··············································· 16
放射性セシウム濃度が既知の原木ロットを使用したシイタケ栽培試験（福井陸夫、今井芳典、石川洋一、杉本恵里子） ··············· 18

Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発
9

動力噴霧機 2 種を用いたシイタケ原木洗浄機の放射性セシウム除去試験方法の違いによる効果（福井陸夫、小林久泰、山口晶子、寺崎正孝、梶間昭男） ······· 20
10 野外ほだ木を施設に持ち込んだ場合の洗浄方法の違いによる効果（福井陸夫、大橋洋二、石川洋一） ··························· 22
11 伐採後の原木に対する洗浄効果の解明（福井陸夫、今井芳典） ····································· 24
12 ゼオライト紙を用いた原木きのこ露地栽培における放射性セシウム吸収抑制試験（福井陸夫、杉本恵里子、今井芳典、石川洋一） ··············· 26
13 露地栽培におけるほだ木・きのこ汚染の状況調査と汚染抑制対策（福井陸夫、大橋洋二、今井芳典） ··························· 28
14 セシウムソーブフィルター敷設等による放射性セシウム吸収抑制試験（福井陸夫、大橋洋二、杉本恵里子） ························· 30
15 カリウム化合物の利用による放射性セシウム吸収抑制試験（福井陸夫、杉本恵里子、大橋洋二、石川洋一） ··············· 32
15-2 カリウム化合物の利用による放射性セシウム吸収抑制試験（福井陸夫、杉本恵里子） ··································· 34
16 フェロシアン化鉄を利用した放射性セシウム吸収抑制試験（福井陸夫、大橋洋二、杉本 恵里子） ······················· 36

Ⅲ 安全なきのこ栽培管理の実証
17 放射性物質低減のための原木きのこ栽培管理（関谷 敦） ··············································· 38
18 原木きのこ栽培管理に関する解説書の作成（関谷 敦） ··············································· 40
19 安全な原木きのこ栽培管理の普及（関谷 敦） ··············································· 42
20 栽培管理の実証 ― ほだ場内における汚染状況の把握 ―（坂田春生） ··············································· 44
21 栽培管理の実証 ― 各種資材による汚染の低減効果 ―（坂田春生） ··············································· 46
22 栽培管理の実証 ― ブルーシートが収穫量に与える影響 ―（関谷 敦） ··············································· 48

Ⅳ 原木林再生に向けた技術開発
23 きのこ原木ぼう芽枝への放射性セシウム移行調査（根田 仁、杉本恵里子） ··································· 50
24 部位別に測定したコナラぼう芽枝の放射性セシウム濃度調査（根田 仁、井坂達樹、福田研介） ··························· 52
25 土壌養分吸収を介したナラ類の放射性セシウム吸収動態調査（山田明義、大橋洋二、杉本恵里子、今井芳典、
井坂達樹、福田研介） ····································· 54
26 非破壊検査装置によるシイタケ原木の放射性セシウム濃度測定の開発（福井陸夫、石川洋一、大橋洋二、吉野将生、薄 善行）········ 56
27 非破壊検査装置を用いた栃木県内３ヵ所の原木林原木の放射性セシウム濃度の測定（福井陸夫、石川洋一、杉本恵里子） ························· 58

Ⅴ 野生きのこ、山菜の放射性物質移行調査
28 野生きのこ（マツタケ）放射能調査（小松雅史） ··············································· 60
29 ゼンマイへの放射性セシウムの移行調査（清野嘉之、小松雅史、赤間亮夫、松浦俊也、広井 勝）········ 62
30 フキへの放射性セシウムの移行調査（清野嘉之、赤間亮夫） ····································· 64
31 ワラビへの放射性セシウムの移行調査（清野嘉之、赤間亮夫、松浦俊也） ··························· 66
32 コシアブラへの放射性セシウムの移行調査（清野嘉之、赤間亮夫） ····································· 68
33 タケノコへの放射性セシウム吸収抑制技術開発（齋藤智之、杉本恵里子） ··································· 70
注： 放射性セシウムは、その崩壊により徐々に減少する一方、環境から原木・ほだ木への追加汚染もあり、放射能汚染の状況は調査当時から変化していることから、本書に記載された調査結果がそのまま適用できない場合もあります。

Ⅰ 放射性物質の影響調査

1 原木からシイタケへの放射性セシウムの移行係数調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所

要

根田

仁

旨

平成24年度
きのこ原木の放射性物質濃度の指標値を検討するための調査を平成24年に行った。ほだ木とシイタケ子実体の放射性セシウム濃度には正の相関が見られた。子実体の放射性
セシウム濃度が100Bq/kg以下であったのは、ほだ木の放射性セシウム濃度が50Bq/kg
以下の場合であった。移行係数の平均値は、0.99、最大値は3.0、最小値は0.24、中央値は0.98、標準偏差は0.54であった。移行係数の90％（片側）が含まれる値は1.785となった。放射性セシウム濃度が56.0Bq/kg以下の原木からであれば、発生するシイタケ
子実体の90％以上が放射性セシウム濃度100Bq/kg以下であることが推定された。原木
中の放射性セシウム濃度の分布が今後変化する場合は、あらためて検証する必要がある。

目的
きのこ原木の放射性物質濃度の指標値は、林野庁において平成24年度当初に、50Bq/kgとされたが、見直しを行うため、追加調査を行う。

移行係数は、平均 0.99
移行係数の平均値は、0.99、最大値は3.0、最小値は0.24、中央値は0.98、標準偏差は0.54であった
（図2）。

調査方法
平成24年に東日本各県（宮城、福島、茨城、栃木、群馬、千葉）において、原発事故後に植菌され、平成24年春以降に発生したシイタケ子実体とそのほだ木（コナラ）の検体採取を行い、放射性セシウム（134Cs+137Cs）濃度を測定した。おおむ
ね300Bq/kg以下のほだ木を調査対象とし、ほだ木の末口径はできるだけ10cm～12cmとした。浸水後のほだ木管理は外部環境からの放射性セシウムの影響を受けない方法で行った。

移行係数の90％（片側）が含まれる値は1.785
移行係数が正規分布すると仮定すると、移行係数の90％（片側）が含まれる値は1.785となる（95％（片側）では、2.210）。このことから、放射性セ
シウム濃度が56.0Bq/kg以下の原木であれば、発生するシイタケ子実体の90％以上が放射性セシウム
濃度100Bq/kg以下であることが推定された。(原木が 45.2Bq/kg 以 下 な ら 子 実 体 の 95 ％ 以 上 が100Bq/kg以下)
今後の課題
この調査で用いたデータは、子実体の含水率が一定ではない点に留意することが必要である。また、ほだ木・子実体の検体採取の方法についても検討の余地がある。そして、この調査の時点では、
放射性セシウムが樹皮に偏在していたが、今後原
木林において樹木中の放射性セシウム分布が変化した場合、シイタケ菌糸の放射性セシウム吸収も変化する可能性があるため、あらためて検証することが必要である。

ほだ木とシイタケ子実体の放射性セシウム濃度には正の相関
ほだ木とシイタケ子実体の放射性セシウム濃度には正の相関が見られた（相関係数0.76)。
ほだ木の放射性セシウム濃度が50Bq/kg以下の場合は、子実体の放射性セシウム濃度はすべて100Bq/kg以下となっていた（図1）。
ほだ木の放射性セシウム濃度と移行係数の間には、負の相関が見られた（相関係数0.51）。
子実体の放射性セシウム濃度と移行係数の間に相関は見られなかった（相関係数0.05）。

4300 300

250 250

200

150

100

子実体の放射性セシウム濃度(Bq/kg)

350 350

50

0
200

0

0

0.2未満
0.2以上0.3未満
0.3以上0.4未満
0.4以上0.5未満
0.5以上0.6未満
0.6以上0.7未満
0.7以上0.8未満
0.8以上0.9未満
0.9以上1未満
1以上1.1未満
1.1以上1.2未満
1.2以上1.3未満
1.3以上1.4未満
1.4以上1.5未満
1.5以上1.6未満
1.6以上1.7未満
1.7以上1.8未満
1.8以上1.9未満
1.9以上2未満
2以上2.1未満
2.1以上2.2未満
2.2以上2.3未満
2.3以上2.4未満
2.4以上2.5未満
2.5以上2.6未満
2.6以上2.7未満
2.7以上2.8未満
2.8以上2.9未満
2.9以上3未満
3以上3.1未満
3.1以上

度数

子実体の放射性セシウム濃度(Bq/kg)
400 400

移行係数 1.785

y = 58.943ln(x)- 165.42
y = 58.943ln(x)- 165.42ｒ=
0.7639ｒ = 0.7639

差替え

150

100

50

0 50 100
200
300
400
500
600
700
800
900
200
300ほだ木の放射性セシウム濃度(Bq/kg)
400
500
600
700
800
900
50 100
ほだ木の放射性セシウム濃度(Bq/kg)
図１ ほだ木と子実体の放射性セシウム濃度

図 1 ほだ木と子実体の放射性セシウム濃度

14

12

10

8

6

4

2

0

階級

図 2 放射性セシウムの移行係数の分布5Ⅰ 放射性物質の影響調査

2 原木林の空間線量率と原木の放射性セシウム濃度の相関関係等調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所

要

旨

根田

仁
平成25年度

きのこ原木林選定の参考とするため、原木林の空間線量率と原木の放射性セシウム濃度の相関関係を調査したところ、空間線量率が高いほど、原木の放射性セシウム濃度が高い傾向が見られた。空間線量率が 0.056μSv/h 以下の場所であれば、原木の 90％以上
が放射性セシウム濃度 50Bq/kg 以下であることが推定された。尾根・沢などの地形が原
木の放射性セシウム濃度に及ぼす影響は小さかった。中腹の原木では放射性セシウムは樹皮に偏在していた。林内及び樹幹内での放射性セシウム濃度は今後変化すると予想され、空間線量率と原木の放射性セシウム濃度の相関関係は定期的に検証することが必要である。

目的
きのこ原木林を選定する際の参考とするため、原木林の空間線量率と原木の放射性セシウム濃度を測定することにより、それらの相関関係を把握し、原木林利用の目安となる空間線量率を求める。

率(μSv/h)で割った値を解析したところ、空間線
量率が 0.056μSv/h 以下の場所であれば 90％以上（0.044μSv/h 以下なら 95％以上）の原木が放射性セシウム濃度 50Bq/kg 以下であることが推定された（H25）。

調査方法
平成 25 年にきのこ原木林の尾根部、中腹部、沢部の各箇所からランダムに立木（コナラ）を伐採し、地際から 1ｍ程度を切り落とし、長さ 1.2ｍ程
度に玉切りし、おが粉にした後、放射性セシウム
濃度を測定した。また、伐採木から 1ｍ離れた 3箇所において地上 1ｍ地点の空間線量率を可搬型
放射線測定器で測定し、平均値を求めた。

地形が原木の放射性セシウム濃度に及ぼす影響は小さい
空間線量率は、沢部が尾根部や中腹部より有意で高かったが、原木の放射性セシウム濃度は、地形による差はなかった（H25、図 2）。
中腹の原木では放射性セシウムが樹皮に偏在中腹の原木では、樹皮の放射性セシウム濃度は
幹材全体の 2.1～10.4倍（平均 5.0倍）だった。
（H25、図3）また、辺材、心材は検出下限(10Bq/kg)
以下が多かった。

原木林の空間線量率と原木の放射性セシウム濃度には高い相関調査地の空間線量率と原木の放射性セシウム濃度は、両方対数にすると正の相関があり（相関係
数 0.70 (H24), 0.62 (H25)、図 1）、空間線量率が高
いほど、原木の放射性セシウム濃度が高くなる傾向があった。

今後の課題
原木林の放射性セシウムは、林内での移動・減衰だけでなく、樹幹内部（樹皮、辺材、心材）においても濃度分布が変化していくことが予想される。このため、空間線量率と原木の放射性セシウ
ム濃度の相関関係は定期的に検証することが必要である。

空間線量率が0.05μSv/h以下の原木林であれば90％以上の原木が放射性セシウム濃度50 Bq/kg以
下
原木の放射性セシウム濃度(Bq/kg)を空間線量6原木の放射性セシウム
134Cs+137Cs, Bq/kg)
Bq/kg)((Cs134+Cs137,

1000

y = 1276.5x1.3546
r = 0.7025

100

y = 603.75x1.147
r = 0.6177

50

10

1

0.01

0.1

0.050.05（μSv/h)
空間線量率 (μSv/h)◆は 2012 年、■は 2013 年

図 1 空間線量率と原木の放射性セシウム濃度の関係（幹材全体、尾根・中腹・沢の合計）
Cs +137Cs (Bq/kg)

134

Cs +137Cs (Bq/kg)

134

1000

1000

100

100

10

10
尾根
中腹
沢

1

0.01

樹皮
辺材
心材
幹材全体

1

0.1
空間線量率(μSv/h)

0.01

1

0.1
空間線量率(μSv/h)

図 2 空間線量率と原木の地形別の図 2 放射性セシウム濃度の関係

図 3 空間線量率と原木の部位別の
図 3 放射性セシウム濃度の関係

7

Ⅰ 放射性物質の影響調査

3 原木栽培中の二次汚染源・放射性セシウム移動率の推定（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所

要

旨

平出 政和
平成27～28年度

原木栽培における子実体の放射能汚染は、①汚染源の樹皮への付着、②汚染源からほだ木材部への放射性セシウムの浸透、③ほだ木材部から子実体への放射性セシウムの移動の３ステップにより生じると推測される。汚染源は土壌等に由来する微粒子であり、また樹皮から材部へ浸透する放射性セシウムは付着量の最大 15%と推測された。更に、子実体放射能は、材部放射能の 3.3 倍（乾燥重量基準）と算出されたが、大きくばらつ
いており、その原因はほだ木汚染の局所的な不均一性によると推測された。
Cs は有機物へ容易に吸着しないとされているが、133Cs 抽出量は 100%に満たないことから、樹皮は Cs に対する吸着作用を有すると考えられる。
なお、133Cs および 137Cs 抽出量の差異は、樹皮および汚染源からの溶出量差、ならびに溶出した Csの樹皮への再吸着等によると推測される。

目的
2011年に発生した東京電力福島第一原子力発電所事故に起因する放射能汚染を防ぐため、原木シ
イタケ栽培では各種対策が行われている。しかし、放射性セシウム（Cs）の移行メカニズムが不明なため一時的な対策となっている。そのため、二次汚染源およびほだ木樹皮から子実体への放射性Cs
移動率等を中心に調査を実施した。

ほだ木材部から子実体への放射能移動量
子実体と樹皮の放射能間に有意な関係は認められなかった（P = 0.73）。一方、子実体とホダ木材部の放射能間に有意な関係が認められ（P ＜ 0.01）、
子実体放射能は材部放射能の乾燥重量基準にて 3.3倍、生重量基準で 0.38 倍と算出されたが、バラツキが大きかった（R=0.44）（図２）。
子実体の栄養分吸収は、子実体発生部から最大で約 17cm に達すると報告されている。ほだ木材
部における放射能分布が局所的には不均一に発生し、また汚染された部位との距離により子実体のCs 吸収量が異なると考えると、子実体近辺の材部
放射能が同じであっても子実体放射能は異なると推測され（図３）、これが、子実体とほだ木材部の放射能関係にバラツキが生じる主な原因であると推測される。

調査方法(1)ほだ木樹皮のモデルとして粉砕した樹皮を接着した板を作成し、福島県内のほだ場に H28 の 3ヶ月間設置した。放射線源の位置を IP プレートにて観測すると共に当該部位を実体顕微鏡にて観察した。
(2)汚染ほだ木の樹皮を粉砕後水で抽出し、抽出液中の 133Cs 量および 137Cs 放射能を測定した。
(3)汚染ほだ木から発生した子実体、発生部直下のほだ木樹皮、およびほだ木材部の 137Cs 放射能を個別に測定した。
二次汚染源の推定
IPプレートで観察された放射線源には土壌由来と思われる微粒子が認められた（図１）。
環境中に放出された放射性Csの80%は現在土壌中に存在するとされており、放射性Csが付着した微粒子が風等によって運ばれ、二次汚染が生じると推測された。

今後の課題
133
Cs濃度を調整した菌床を用いた際には、培地と子実体の133Cs量関係にバラツキは認めらないこ
とも、上記バラツキのメカニズムを強く支持していると考えられる。培地栄養量等のCs移動量に関係する基礎データーを菌床栽培にて積み重ね、原
木栽培においてCs移行係数がばらつく原因の検証に利用することが考えられる。

ほだ木樹皮から材への放射性セシウム移動率
樹皮から水に抽出された 133Cs 量および 137Cs 放
射能は、それぞれ約 30%および約 15%であった。

8

図１

二次汚染源と推測される微粒子

図中央：IP プレート画像、図左および右：放射線源の実体顕微鏡写真

図２

ほだ木各部の放射能と子実体放射能の関係
各放射能は乾燥重量基準にて表示

図３

ほだ木から子実体への放射性セシウム移動量がばらつく要因の推定

9Ⅰ 放射性物質の影響調査

4 露地栽培原木シイタケの二次汚染状況調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所

要

旨

平出 政和
平成27～28年度

放射能汚染地域における原木栽培シイタケの二次汚染による影響を調査するため、ほだ木設置時における空間線量率が 0.04～0.37µSv/h のほだ場に兵庫県産ほだ木を設置して栽培試験を行ったところ、スギ林内のほだ木およびそこから発生した子実体の放射能は積算線量の増加と共に増加することが明らかとなった。一方、人工ほだ場にてほだ木を被覆した場合、積算線量の増加に伴うほだ木およびそこから発生した子実体放射能の増加は認められず、被覆することにより放射能汚染を抑えられことが示唆された。
目的
2011年に発生した東京電力福島第一原子力発電所事故に起因する放射能汚染を防ぐため、指標値(50Bq/kg)以下の原木を用いてシイタケの原木栽
培は行われている。しかし、放射能汚染地域では栽培環境から子実体への二次汚染も問題となっている。そのため、二次汚染の影響を調査した。

子実体汚染度
グループ１の子実体放射能をほだ木汚染度と同様積算線量を指標として統計処理したところ、ほだ木上部および中部から発生した子実体放射能は
積算線量の増加と共に増加し、また下部から発生した子実体の放射能はそれらより高い値を示した（図３）。
スギ林内に設置したほだ木の上部および中部の子実体放射能は積算線量から予測可能であり、また下部の子実体の放射能は土壌の影響を受けてそれらより高い値を示したと推測された。
グループ２の子実体放射能についてもほだ木汚
染度と同様統計処理することは出来ないが、積算
線量の増加に伴う子実体放射能の増加は認められなかった（図３）。
ほだ木の二次汚染は放射性物質を付着した土壌に由来する微粒子に起因すると推測されており、ほだ木を被覆することによりこれらの微粒子がほだ木に付着するのを妨げ、結果として子実体放射能の増加を抑えることが出来たと推測された。
ほだ木下部から発生する子実体は、ほだ木と土壌の接地面から土壌中へ菌糸が伸張して栄養分を吸収することにより、ほだ木上部から発生する子実体より汚染されると推測されるが、グループ２
ではそのような現象は認められなかった。
土壌による汚染は、土壌中からの放射性物質吸収よりも雨水等による跳ね返りによってほだ木が汚染されることによって生じると推測された。

調査方法
2015年4月に兵庫県産の原木へシイタケ菌を接種し、その後同年6月に空間線量率が異なる5ヶ所のほだ場（グループ１：スギ林内、グループ２：
人工ほだ場）に設置した（図１）。
定期的に各ほだ場の空間線量率、ならびにほだ
木の上部、中部、および下部別かつ樹皮、辺材、および心材別に放射能等を測定すると共に、2016年の秋から冬にかけて発生した子実体をほだ木の上部、中部、および下部別に収穫すると共に放射能を測定した。
ほだ木汚染度
空間線量率は対象場所の測定時における汚染状
況を表す良い指標であるが、原木栽培では栽培期間が長期に渡るため、ほだ場の地上高１ｍにおける原木栽培を開始してからの放射線の影響を表す
積算線量を空間線量率から算出し、指標とした。
グループ１には積算線量とほだ木各部の放射能間に有意な直線関係が得られ、積算線量からほだ
木汚染度の予測が可能と示唆された一方、グルー
プ２は被覆度が異なっており統計処理を行うことは出来ないが、積算線量の増加に伴うほだ木各部の汚染度増加は認められなかった（図２）。

今後の課題
ほだ木の平均使用年数は5年程度であり、更なる継続調査が望まれる。

10

図１

試験に使用したほだ場

写真の数字はほだ木設置時の空間線量率
白抜き：グループ１
黒抜き：グループ２○：ほだ木上部、▽：中部、□、下部
実線：グループ１ほだ木上部
y = 5.78x+0.67（R = 0.93、P < 0.01）
短破線：グループ１ほだ木中部
y = 5.22x+1.02（R = 0.87、P < 0.01）
長破線：グループ１ほだ木下部
y = 8.21x+1.32（R = 0.91、P < 0.01）※ほだ木樹皮放射能は乾燥重量で表示
図２

積算線量とほだ木放射能の関係（樹皮の例）

白抜き：グループ１
黒抜き：グループ２○：ほだ木上部、▽：中部、□、下部
実線：グループ１ほだ木上部
y = 20.6x+6.2（R = 0.97、P < 0.01）
破線：グループ１ほだ木中部
y = 19.2x+9.5（R = 0.82、P < 0.05）※子実体放射能は乾燥重量で表示

図３

積算線量と子実体放射能の関係

11

Ⅰ 放射性物質の影響調査

5

IP 解析による汚染状況調査
鳥取大学
栃木県林業センター

要

旨

北
実
石川 洋一
平成25～27年度

きのこ原木の効果的な除染方法及び露地栽培地での汚染防止を検討するため、イメー
ジングプレートオートラジオグラフィー解析（IP解析）により汚染状況を可視化した。IP
解析により洗浄処理により原木表面の汚染を軽減できることを確認した。また原木・ほだ木の汚染は主に外樹皮に分布していることを可視化した。ぼう芽枝では原木・ほだ木に比して外樹皮の汚染は軽微であったが、材部の放射能濃度が高くなる傾向があった。
露地で栽培されたシイタケから汚染は検出されたが、表面への汚染物の付着は見られなかった。また放射性セシウムを含む土や枯れ葉を振りかけて栽培したシイタケ（菌床・施設栽培）では、シイタケの汚染は生じなかった。
目的
きのこ原木の効果的な除染方法及び露地栽培地
での汚染防止を検討するため、原木・ほだ木、ぼう芽枝、露地栽培地でのシイタケの汚染分布を可視化して汚染状況を把握することを目的として調査を実施した。

ぼう芽枝の汚染状況調査では、ぼう芽枝表面の汚染分布は原木に比べると軽微であり、これらの汚染も平成26年度と平成27年度の調査で分布に差異は見られなかった。しかしGe検出器による放射能濃度測定結果より、原木に比べ材部の放射能濃度が高い傾向にあった（表1）。

調査方法
洗浄除染処理による放射性セシウム低減の状況
は、洗浄除染前後の原木表面汚染分布をIP解析して比較した。原木・ほだ木並びにぼう芽枝の汚染状況調査は、原木等を鋸断してIP解析に供した。
シイタケの汚染状況調査は、切り出した生シイタ
ケを平面状に乾燥させて作成した標本をIP解析に供した。
試料中の放射能濃度の測定にはゲルマニウム半導体検出器(Ge検出器)を用いた。

シイタケの汚染状況調査
放射性セシウムを含む土や枯れ葉を子実体に振りかけながら栽培したシイタケ（菌床・施設）か
らは、明らかな汚染は検出されなかった（図３）。
このことから露地栽培におけるシイタケの汚染は、空気中からの直接的な汚染ではなく、何かを介した間接的な汚染によるものと推測された。

洗浄除染処理による放射性セシウム低減
洗浄前後の原木表面IP解析画像を比較すると、洗浄により表面に付着したスポット状の汚染箇所が減少している様子が見られた（図１）。このことから、ある程度遊離性の汚染が含まれていたと考えられた。
原木・ほだ木並びにぼう芽枝の汚染状況調査
原木、ほだ木ではいずれも主に外樹皮から汚染が検出された（図２）。これらの汚染は平成26年度、27年度の調査で差異は見られなかった。

12

今後の課題
平成25年から3年間実施した調査の中で、原木表面汚染の変化は観察されなかった。このことから、自然環境で受ける風化等により放射能が急速に減少する可能性は考えにくいと思われる。一方で現時点では大気中から追加汚染を受ける可能性は低く、ぼう芽枝、シイタケが空気中から直接汚染される可能性は低いと考えられる。
ぼう芽枝と事故直後の原木では樹皮と材部の汚染分布が大きく異なる結果が得られた。このことから、ぼう芽更新により再生した原木を用いる場
合、これまでとは異なる安全基準が必用となる可能性がある。

図１ 原木表面汚染の洗浄前後における IP 解析画像
洗浄前（左）、洗浄後（右）のそれぞれ対応する原木の部位の画像を示す。約 1 cm 角に切断した各 IP は図中で灰色の四辺形の像を形成している。この IP 像の上に重なる濃い黒色の部分が汚染を検出した部位。図中の矢印は洗浄前後で対応すると考えられる汚染の部位を示す。

図 2 原木（左）およびほだ木（右）の IP 解析画像
表 1 2015 年に採取した原木とぼう芽枝の放射性セシウム濃度
134

原木

Cs 濃度(Bq/kg)
137
Cs 濃度(Bq/kg)
134

ぼう芽枝１
ぼう芽枝２

Cs 濃度(Bq/kg)
Cs 濃度(Bq/kg)
134
Cs 濃度(Bq/kg)
137
Cs 濃度(Bq/kg)
137

コントロール（無汚染のシイタケ）

樹皮部
97.9± 3.2
422.9± 6.8
樹皮部
40.0± 9.2
174.0±13.9
44.4± 8.0
192.0±14.4

辺材部
7.4±1.430.4±2.6

心材部
5.3±1.1
21.0±2.2
材部
28.4±2.1
117.0±4.0
20.2±1.994.0±3.9

コントロール（無汚染のシイタケ）

図 3 放射性セシウムを含む土や枯れ葉を振りかけて育成したシイタケの IP 解析画像
コントロール（無汚染）の画像は、天然放射性同位元素によるもの。内部の汚染についても確認する為、1 個のシイタケを柄と平行にスライスして解析した。放射性セシウムを含む土や枯れ葉を振りかけて育成したシイタケとコントロールのシイタケに有為な差異が認められず、シイタケ表面上に振りかけたこれらはシイタケの汚染原因にならなかった。

13

Ⅰ 放射性物質の影響調査

6 栃木県内空間線量率 0.2μSv/h 地域での追加汚染の実態調査
全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター

福井 陸夫
今井 芳典、杉本 恵里子、石川 洋一

要旨

平成28年度無汚染ほだ⽊を栃⽊県内の空間線量率が0.2μSv/h程度のほだ場に移設した場合、時間の経過とともに⼦実体汚染が増加する傾向が確認された。⼦実体の放射性Cs濃度が20Bq/kg程度発⽣した調査地では、ほだ⽊や付着物の濃度も⾼く、環境の汚染度合が⼦
実体やほだ⽊に影響する。2015年度の調査では同⼀ほだ場で放射性Cs濃度のバラツキが⼤きな場所は⾒られなかった。追加汚染はほだ場全体に⽣じる。対策としてほだ場内外からの付着物をより少なくする⽅策（敷設材、防⾵対策、落葉対策）を検討する必要がある。
かった。

目的
栃⽊県北部において空間線量率が0.2μSv/h程度の地域で無汚染原⽊を⽤い原⽊露地栽培に取り組んでいるが、ほだ⽊の追加汚染がほだ場毎にバラツキの⼤きな⽣産地が⾒られる。この追加汚染に係る要因を明らかにし効率的な汚染対策法を検討する。

ほだ木（辺材）中の放射性Cs濃度
調査地2が他の調査地より低濃度であった（図4）。
ほだ木上下（辺材）中の放射性Cs濃度
上下の濃度差は殆ど認められなかった。

試験方法
調査地：栃⽊県北部4ヵ所
供試ほだ⽊：調査地1〜3には⼤分県でH25年春に菌興115号菌を植菌したほだ⽊をH26年8⽉に伏せ込んだ。調査地4については同時期同地区で森春太を植菌したものを、2014年8⽉に伏せ込んだ（表1、
図1）。

ほだ木心材、材部及び土壌中（A0、A1層）の放射性Cs
濃度
調査地間での有意差は認められなかった。
ほだ木シート上の堆積物
2016年7⽉及び2016年10⽉または翌年1⽉に採取したシート上の堆積物（⾶散⼟壌、落葉等）の放射性Csはいずれの区も有意差は認められなかった。

試験結果
ほだ木の放射能汚染の経時変化
2016年7⽉から2017年1⽉までのほだ⽊汚染は各調査区とも汚染が増加する傾向が⾒られた。

付着物
調査地3の放射性Cs濃度が顕著に⾼い値を⽰した（図5）。

シイタケ子実体中の放射性Cs濃度
調査地4の⼦実体中の放射性Cs濃度は他に⽐べて低い傾向にあり、調査地3の⼦実体中の放射性Cs濃度は他より⾼い（平均20Bq/kg）傾向にあった（図2）。

まとめ
栃⽊県北部4ヵ所で、伏せ込み後2年半程度経過した⼤分県産無汚染ほだ⽊の樹⽪、辺材、⼼材、材部及びほだ⽊シート上の堆積物については、どの調査地でも有意差は⾒られなかった。⼟壌（A0、A1
層）も同様の結果であった。付着物については調査
地3の放射性Cs濃度が⾼い値を⽰した。追加汚染は
ほだ場全体に⽣じる。対策としてほだ場内外からの付着物をより少なくする⽅策（敷設材、防⾵対策、落葉対策）を検討する必要がある。

ほだ木（樹皮）中の放射性Cs濃度
調査地１と3は調査地2と調査地4の間で有意差が認められた（調査地1と3のほだ⽊樹⽪中の放射性Cs
濃度が、調査地2と4のそれより⾼い（図3））。
ほだ木上下（樹皮）中の放射性Cs濃度
調査地間、ほだ⽊上下間での有意差は⾒られな

14

表 1 調査区の概要
調査地

調査区広さ

№

（m×m）

１

8×20m

２
３

接種年

ほだ木

ロット

樹種

空間線量率

空間線量率

林内の上層木

伏込時期

本数

H25 春

H25.8 月

2000

コナラ

0.27

0.21

スギ、ヒノキよろい型

14×40m

H26 春

H26.8 月

3000

コナラ

0.27

0.21

スギ

よろい型

8×24m

H25 春

H25.8 月

500

コナラ

0.20

0.16

スギ、
一部に広

合掌型

高0.1ｍ
（μSv/h） 高 1.0ｍ（μSv/h）

伏せ込み
方法

葉樹
４

1.5×4m

H25 春

H26.8 月

30

クヌギ

0.22

0.19

スギ

よろい型

25

放射性 Cs 濃度（Bq/kg）

放射性 Cs 濃度（Bq/kg）

図 1 左から 調査地 1、調査地 2、調査地 3、調査地 4

20
15
10

＊＊

5
0

調査地１ 調査地２ 調査地３ 調査地４

図 2 各調査地における⼦実体の放射性 Cs 濃度

80
70
60
50
40
30
20
10
0

放射性Cs濃度（Bq/kg）

放射性 Cs 濃度（Bq/kg）

10
＊

6
4
2
調査地１

調査地２

調査地１ 調査地２ 調査地３ 調査地４

エラーバーは SE (Tukey－Kramer,＊ p＜0.05)

12

0

＊

図 3 各調査地におけるほだ⽊樹⽪の放射性 Cs 濃度

エラーバーは SE (Tukey－Kramer,＊＊ p＜0.01)

8

＊

調査地３

14000

＊＊

12000
10000
8000
6000
4000
2000
0

調査地１ 調査地２ 調査地３ 調査地４

図 5 各調査地におけるほだ⽊付着物の放射性 Cs 濃度

図 4 各調査地におけるほだ⽊辺材部の放射性 Cs 濃度
エラーバーは SE (Tukey－Kramer,＊ p＜0.05)

エラーバーは SE (Tukey－Kramer, ＊＊p＜0.01)15Ⅰ 放射性物質の影響調査

7 露地栽培地におけるほだ木やきのこ汚染の
外部環境要因調査
全国食用きのこ種菌協会

要

福井 陸夫

旨

平成25年度

落葉等堆積物の除去は明らかに、そのエリアの放射性Cs濃度を低減するが、別途、各県や試験研究機関での最近のデータでは、経年により、放射性CsがA0層からA1層等に移⾏しつつあることが指摘されている。14ヶ⽉経過後の⼦実体やほだ⽊中の放射性Cs濃度
は、無施業区、落葉等堆積物除去区、畑地・裸地区で有意差は⾒られなかった。⼀⽅、伏せ込み後7ヶ⽉時点の⼦実体は5〜10Bq/kg程度であったが、14ヶ⽉時点では15〜
25Bq/kgと増加していた。

目的
茨城県S町のスギ林露地栽培地（図1）で、放射性Cs濃度が基準値以下となるきのこを⽣産するため、放射性Cs等が付着している落葉等堆積有機物の除去の効果、及び放射性物質が付着している、樹林内ほだ場（2012年9⽉空間線量率0.09μSv/h）と畑地（2012年9⽉空間線量率0.12μSv/h）での⼈⼯
ほだ場に伏せ込んだほだ⽊とそれらから発⽣した⼦実体中の放射性Cs濃度を調査した。さらに、落葉層と表層⼟の放射性Cs濃度を調査した。

ギ林内ほだ場では、無施業区の放射性Csの低下は少なかったが落葉等堆積物除去区では、14ヶ⽉経
過すると放射性Cs濃度は明らかに低くなった。⼀⽅、畑地・裸地では放射性Cs濃度に殆ど変化はな
かった。

試験方法
H24年9⽉に、無施業区（試験区C、図2）、落葉等
堆積物除去区（試験区T、図3。除去後2012年10⽉の空間線量率005μSv/h）及び畑地・裸地（試験区F、図4）を設置し、試験区毎に20本のほだ⽊（⽔⼾産原⽊2008年12⽉伐採、2009年3⽉植菌、ハウス管理。ほだ⽊の放射性Cs濃度は不検出：検出下限
値20Bq/kg）を伏せ込んだ。

14ヶ月後のほだ木中の放射性Cs濃度
伏せ込み後、14ヶ⽉経過した試験区のほだ⽊中の放射性Cs濃度に有意差はみられなかった（図6）。

14ヶ月後の子実体中の放射性Cs濃度
畑地・裸地での発⽣⼦実体の放射性Cs濃度は平均15Bq/kg程度と低いが、無施業区及び落葉等堆積物除去区との有意差はなかった（図5）。

まとめ
林内ほだ場の落葉層を除去することにより、落葉等堆積有機物内及び表⼟における放射性Csは⼤きく減少する。しかしながら、ほだ⽊設置後14ヶ⽉の時点では、落葉等堆積有機物処理区は無施業区との間で、ほだ⽊やきのこの汚染の程度に差はなかった。⼀⽅、H25年11⽉（伏せ込み後14ヶ⽉）に収穫したきのこは15〜25Bq/kgで基準内であるものの、H25年4⽉（伏せ込み7ヶ⽉後）に収穫したきのこ5〜10Bq/kgと⽐較して、放射性Cs濃度は増加
している。

試験結果
試験地の落葉等堆積有機物及び表土（深度5cm）の汚染状況
落葉層に⽐較し、表⼟の放射性Cs濃度は低く、また無施業区に⽐較して落葉等堆積物除去区は低くなった。畑地・裸地での放射性Cs濃度が最も低い結果となった（表1：2012年9⽉）。
施業15ヶ月後の試験区別放射性Cs濃度の推移
表1は落葉層と表⼟をまとめたデータである。ス16

図 1 試験地の位置

図 2 無施業区（試験区 C）

図 3 落葉除去区（試験区 T）

図 4 畑地・裸地（試験区 F）
表１ 試験区別落葉層・表⼟の放射性セシウム濃度と経時変化

2012年9月13日採取
試験区

試験区T林内処理

試験区F畑地試験区C林内無処理

放射性Cs 落葉等堆積 表土（深度
落葉等堆積 表土（深度
核種
有機物
5cm）
表土(Bq/㎡)
有機物
5cm）
表土(Bq/㎡)(Bq/kg)(Bq/kg)(Bq/kg)(Bq/kg)
Cｓ134
1,500
110
44,000
120
11
4,400
Cs137
2,400
210
84,000260
25
10,000320
1 2 8,0 0 0380
36
1 4,4 0 0
合計
3,9 0 0
Cｓ134
350
84
33,600270
2911,600
Cs137
550
150
60,000640
75
30,000合計
900
234
9 3,6 0 0910
104
4 1,6 0 0
Cｓ134
1,600
69
27,600
770
18
7,200
Cs137
2,600
170
68,0001,800
6827,200
合計
4,2 0 0239
9 5,6 0 02,5 7 086
3 4,4 0 0

20

Bq/kg

15

Bq/kg

40
35
30
25
20
15
10
5
0

2013年11月20日採取

1050

試験区C 試験区T 試験区F

図 5 14 ヶ⽉経過後の⼦実体中の放射性 Cs 濃度

試験区C 試験区T 試験区F

図 6 14 ヶ⽉経過後のほだ⽊中の放射性 Cs 濃度17

Ⅰ 放射性物質の影響調査

8 放射性セシウム濃度が既知の原木ロットを使用した
シイタケ栽培試験
全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター

福井 陸夫
今井 芳典、石川 洋一、杉本 恵里子

要旨

平成28年度

⾮破壊検査機を⽤いて測定した原⽊時の放射性Cs濃度と、当該原⽊から発⽣したシイ
タケの放射性Cs濃度に相関があった。しかしながら、原⽊の放射性Cs濃度が13〜
43Bq/kgの地区においては、相関は⾒られず、原⽊の放射性Cs濃度が50〜88Bq/kgの地区においては、⾼い相関が⾒られた。

目的
原⽊中の放射性Cs濃度測定⽤⾮破壊検査装置の導⼊により、放射性Cs濃度が既知の多くの原⽊を⽤いて、発⽣するシイタケの放射性Cs濃度の出現特性を解明するとともに、使⽤適否の判断と、原⽊林抜取調査の最適な⽅法確⽴のための資料とする。

放射性Csが50㏃/㎏以下の原⽊について⼦実体中の放射性Cs濃度との関係を抜粋し、図4に⽰した。
放射性Cs濃度50Bq/kg以下の原⽊と⼦実体中の放射性Cs濃度の間には相関は⾒られなかったものの、⼦実体中では100Bq/kgを超えるものはなかった。しかしながら、放射性Csが10及び26Bq/kgの原⽊において、⼦実体中の放射性Csは100Bq/kg
近くを⽰すものがあった。

調査方法
放射性Cs濃度別の原木ロットから発生するシイタケのCs濃度の出現特性の解明
2015年に栃⽊県が実施した原⽊林調査で⾮破壊検査装置（古河機械⾦属製ガンマスポッタ―）を⽤いて測定した放射性Cs濃度が既知の原⽊を使⽤した。植菌は2016年2⽉にシイタケ菌を植菌した。⼦実体の発⽣操作は2016年11⽉下旬に20時間浸⽔した後、展開、発⽣、収穫した。⼦実体中の放射性CsはGe半導体検出器で測定し、含⽔率は90％に換算した。原⽊中の放射性Csは原⽊含⽔率12％時に換算した。

原木中の放射性Cs濃度と発生子実体中の放射性Csの相関
原⽊ロット（産地）別、発⽣⼦実体中の放射性Cs
濃 度 を 調 査 し た と こ ろ 、 放 射 性 Cs 濃 度 が 13 〜
43Bq/kgの地区においては、原⽊・⼦実体中の放射性Cs濃度の間に相関は⾒られなかった（図2、ロッ
トNo.3等）。⼀⽅、放射性Cs濃度が50〜88Bq/kgの地区においては、原⽊・⼦実体中の放射性Csの濃度には⾼い相関が認められた（図3、ロットNo.6-1
等）。

試験結果
原木中の放射性Cs濃度と発生子実体中の放射性Cs濃度との相関
原⽊181本の放射性Cs濃度とそれらから発⽣した⼦実体中の放射性Cs濃度の間には、図１に⽰す
ように⾼い相関が⾒られた。
さらに、現在、林野庁の指針では原⽊中の放射性Csは含⽔率12％のとき、50㏃/kg以下であること
が指標値として定められている。図２の状況から、

18

まとめ
原⽊中の放射性Cs濃度が50Bq/kg 以上であると、発⽣⼦実体中の放射性Cs濃度との間に⾼い相関が認められるものの、放射性Cs濃度が50Bq/kg
以下の原⽊では⼦実体中の放射性Cs濃度との相関は 認 め ら れ な か っ た 。 原 ⽊ の 放 射 性 Cs 濃 度 が30Bq/kg以下であっても、100Bq/kg近い⼦実体が発⽣するものがあり、今後もデータ収集を継続することが必要である。

表１ 供試原⽊産地（ロット No.）と原⽊中の放射性 Cs 濃度（Bq/Kg）
放
濃度
q ｇ
原木産地
放射性Cs濃度 平均
標準偏差
1
16.6
12.4
2
21.9
9.5
3
29.7
13.7
4
37.4
20.5
5
53.0
18.3
6
65.0
25.5
7
83.1
22.7
6AB（6洗浄原木）
56.5
21.0
7AB（7洗浄原木）
93.1
26.8

表

250

y=1.2228x-3.3094

r2=0.6982
ロットNo.３

150
100
50
0

0

50

-50
1

2

100

150

200

原木放射性Cs濃度（MC12％換算値）(Bq/kg)
3

4

5

6

7

6AB

70
60
40
30
20
10
0

系列1
線形 (系列1)

80
70
60
50
40

y = 0.7694x + 5.5581
r² = 0.7439

20
10
0

0

50

100

0

50
100
原木の放射性Cｓ濃度(Bq/kg)

図 2 ロット No.3 の原⽊と発⽣したシイタケ中の
7AB

90

30

R²
r² = 0.019550

放射性 Cs 相関

子実体放射性Cs濃度（含水率９０％換算値）（Bq/kg）

子実体放射性Cs濃度(Bq/kg)

ロットNo.6-1

線形 (系列1)80

図 1 原⽊とシイタケ中の放射性 Cs 濃度の相関

100

系列1

90
子実体放射性Cs濃度(Bq/kg)

子実体放射性Cs濃度（含水率９０％換算値）(Bq/kg)

200

100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0

0

20

40

60

原木放射性Cs濃度（MC12％換算値）（Bq/kg）
1150

原木の放射性Cｓ濃度(Bq/kg)
図 3 ロットNo.6-1 区の原⽊と発⽣したシイタケ中の放射性Cs 相関

19

2

3

4

5

6

7

6AB

7AB

図 4 放射性 Cs 濃度 50Bq/kg 以下の原⽊から発⽣した⼦実体中の放射性 Cs 濃度

Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

9 動力噴霧機 2 種を用いたシイタケ原木洗浄機の放射性セシウム除去試験方法の違いによる効果
全国食用きのこ種菌協会
茨城県林業技術センター
茨城県原木しいたけ組合

福井 陸夫
小林 久泰、山口 晶子、寺崎 正孝
梶間 昭男

要

旨

平成25年度

2011年3⽉の福島第⼀原発事故から経過1〜2年⽬の2012年2⽉から2013年3⽉の調査では、原⽊を⾼圧洗浄機（⼤根洗浄機）で洗浄したところ、いずれも放射性Cs低減率は50〜60％であった。今回（2013年9⽉伐採原⽊）、動⼒噴霧機や洗浄ノズルを強化し洗浄調査したところ、放射性Cs低減率は従来型で23％、新型動噴使⽤でも24.5％と差は認められなかった。このことは経年による樹⽪表⾯の放射性Csの流出や内樹⽪への移⾏、及び根から材内への新たな蓄積が⽰唆される。
目的

新旧動力噴霧器の放射性Cs低減効果の違い

福島原発事故で汚染された原⽊中の放射性Csを

２つの動⼒噴霧機による原⽊の放射性Cs濃度の除去する⽬的で専⽤に開発された原⽊洗浄機を使低減率（平均値）は、新型動⼒噴霧機使⽤区では除去効果をさらに⾼めるための必要性が⽣じた。

有意差は認められなかった。今回の結果から動⼒⽤しているが、事故から2年半が経過し、放射性Cs

24.5％、従来型動⼒噴霧機使⽤区では22.9％となりこのため、吐出圧⼒や吸⽔量が異なり、加えて新規噴霧機の圧⼒や吸⽔量の違いによる放射性Cs除去

ノズルを搭載した動⼒噴霧器による原⽊洗浄効果

効果の違いは確認できなかった。

を調査した。

まとめ
今回、2013年9⽉の結果（従来型動⼒噴霧機使⽤：

試験方法

放 射 性 Cs 低 減 率 23 ％ 、 新 型 動 ⼒ 噴 霧 機 使 ⽤ ：原木2013年9⽉10⽇頃茨城県内伐採のコナラ原⽊

24.5％）は、前年度（2013年1⽉）に⾏った原⽊洗（⻑さ120cm）を使⽤した。その後洗浄⽤部分と測浄機による除去効果（53.6％）と⽐較すると、極め定部分に分けた。放射性Cs濃度はGe半導体検出器て低い値で推移した。

により測定した。
（図1参照）洗浄試験は同年9⽉27

この原因として、洗浄機では樹⽪外層の放射性⽇に実施した。

Csの除去のみに留まり、じん⽪（樹⽪内層）や形成層付近の放射性Csまでは除去できないことが考え

動力噴霧器設定条件
動⼒噴霧器の設定条件は表1に⽰した。また、新られる。原発事故から約2年半が経過し、根から吸型動⼒噴霧機の外観は図2-1、図2-2に⽰した。

収された放射性Csが原⽊の材内に蓄積された可能性がある。今後、洗浄処理による放射性Csの除去効果が⼗分に得られなくなる可能性が強い。

試験結果
新旧動力噴霧器の樹皮表皮剥皮能力の比較
新型動噴区（2台で圧⼒14Mpa）で洗浄した原⽊は従来型（1台で4MPa）と⽐較し、その強い圧⼒
により樹⽪表⽪の剥離に効果のあることが判明した（図3）。

20

長さ 90cm「洗浄処理用」

末口

長さ 30cm「処理前用」

Ａ

3

回転数を数えるため，ダイモ
テープを貼り付ける
布テープに番号を記入

Ｂ

元口

長さ各 20cm「Ａ:洗浄後検体，Ｂ:洗浄前検体」

図 1 原⽊の検体調製⽅法概念図

表 1 処理区分ごとの設定条件
処理区分
動力噴霧機の種類
圧力
吸水量
水温
ノズルの種類と数（写真-5,-6）①新型動噴区
ガソリン式，2 台連結，スーパー工業㈱製SuperAce Washer SEN-2108SS（図 2-1）
SuperAce Washer SEV-2108SS-1307（図 2-2）
7MPa/台（2 台）37.84ℓ/分（全水量 42.24ℓ/分，逃がし水量 4.40ℓ/分）
14.5℃
6 個(スクリュー状噴射型，250 ㎜間隔）

②従来型動噴区電動式，1 台有光工業㈱製 アリミツ SR-655
4MPa/台60.26ℓ/分
11℃
6 個(標準装備型 11 個を等間隔に 5 個取り外し）

ノズルと洗浄ブラシ間の距離

30.5 ㎝

25 ㎝

ブラシ回転速度低速（20Hz，ツマミ位置：時計短針 10 時）

低速（11Hｚ，ツマミ位置：時計短針 9 時）

機体の角度

出口側脚＋4.5 ㎝（上り勾配 1.3°）

出口側脚＋4.5 ㎝（上り傾斜 1.3°）

供試原木数
供試原木のサイズ

コナラ 10 本
長さ 90cm，末口直径 10～13.5cm

コナラ 10 本
長さ 90cm，末口直径 10～13.5cm

図 2-1 新型動噴区

図 2-2 新型動噴区

S.A.W. SEN-2108S

S.A.W. SEV-2108SS-1307
表２ 洗浄処理前後の放射性セシウム濃度の低減率

処理区分

Cs 濃度平均（Bq/kg）
処理前

処理後

n=10 の平均

Cs 低減率原木の末口径％（ｃｍ）・平均

新型動噴

64.7

48.8

24.5

12.1

従来型動噴

68.4

52.7

22.9

16.8

* 放射性 Cs134 と Cs137 の合計値。各検体は含水率 12％の補正値で示す。

図 3 洗浄前後原⽊の樹⽪形状
上：新型動噴区洗浄後
中：従来型動噴区洗浄後
下：洗浄前

21

Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

10 野外ほだ木を施設に持ち込んだ場合の洗浄方法の違いによる効果
福井 陸夫
大橋 洋二、石川 洋一

全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター

要旨

平成27年度

福島原発事故の影響がない⻄⽇本産原⽊を栃⽊県のほだ場（空間線量率0.3µSv/h）に移⼊し植菌してほだ化した。このほだ⽊を浸⽔発⽣前に、井⽔でホースによる洗浄及び⾼圧洗浄したところ、浸⽔前のほだ⽊と⽐較して、浸⽔後のほだ⽊中の放射性Cs濃度は全ての区で低くなった。なお、0.3µSv/hのほだ場におけるほだ⽊の追加汚染は僅かであっ
た。

まとめ

目的
福島原発事故の影響がない⻄⽇本産原⽊を2014

洗浄前のほだ⽊に⽐較し、洗浄無区のほだ⽊の

年春に栃⽊県内のほだ場に移⼊し植菌し、露地で放射性Csが有意に低下していることは、洗浄無区のほだ化を⾏った。このほだ⽊を浸⽔・施設内発⽣にあっても発⽣のための浸⽔作業により、ほだ化する前の洗浄⽅法の違いがほだ⽊の放射性Cs濃度

中に付着または吸収された、ほだ⽊内部⼜はほだ低減に効果があるかを調査した。

⽊表⾯の放射性Csが溶出あるいは剥離し流されたと推察される。
今回のほだ⽊中の放射性Csの値は検出限界値近試験方法
⼤分県産コナラを栃⽊県のほだ場（空間線量率

辺の解析ではあるが、無汚染原⽊を⽤いた栽培に0.3µSv/h：2014年5⽉）でほだ化し、2015年夏に浸おいて追加汚染を排除する洗浄の効果は、ある程

⽔発⽣前に井⽔によるホース洗浄と⾼圧洗浄を実施

度有効と認められた。

した。
（洗浄写真1及び2参照）放射性Cs濃度はGe半導体検出器を⽤いて測定した。
試験結果
ほだ木中の放射性セシウム
洗浄前のほだ⽊中の放射性Cs濃度と⽐較して、ホース洗浄区、⾼圧洗浄区ほだ⽊中の放射性Cs濃度は有意に低下した（図1 p＜0.05）。
また、ほだ⽊無洗浄区と⽐較し、⾼圧洗浄区のほだ⽊中の放射性Cs濃度も有意に低くなった（図2

p＜0.01）。

22

写真 1 浸⽔発⽣前のほだ⽊ホース洗浄（井⽔）写真 2 浸⽔発⽣前のほだ⽊の⾼圧洗浄（井⽔）

ほだ木中の放射性Cs濃度（Bq/kg）

12
10

平均+SD

8

平均-SD

6
4

＊

＊

2
0

図 1 洗浄前ほだ⽊と各試験区（洗浄後）の放射性 Cs 濃度

ほだ木中の放射性Cs濃度（Bq/kg）

Tukey-Kramer, ＊ｐ＜0.05
4

平均+SD

3.5
3

平均-SD

2.5
2
1.5

＊＊

1
0.5
0

図 2 洗浄なしほだ⽊と各洗浄区ほだ⽊の放射性 Cs 濃度
Tukey-Kramer, ＊＊ｐ＜0.0123Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

11 伐採後の原木に対する洗浄効果の解明
全国食用きのこ種菌協会

福井 陸夫

栃木県林業センター

今井 芳典

要

旨

平成28年度

福島原発事故後、1〜2年⽬では原⽊の洗浄による放射性Cs低減効果のあることは知られているが、今回、３年半経過した⽴⽊から伐採した原⽊を⾼圧洗浄したところ、原⽊
産地によっては明らかに洗浄による放射性セシウムの低減効果が認められた。また、原⽊とそれから発⽣した⼦実体中の放射性Csについて統計解析上は明瞭な差はなかったが対応する原⽊（ほだ⽊）と発⽣⼦実体量が少ないことが原因である。試験継続中
目的
2015年11⽉よりシイタケ原⽊⽤⾮破壊検査機（古河機械⾦属製ガンマスポッタ―（FGSF-TF））の運⽤開始により放射性Cs濃度を迅速に測定することがきるようになった。このため、伐採後の原⽊洗浄による放射性Cs濃度低減効果とそこから発⽣するシイタケに及ぼす影響を明らかにし、原⽊使⽤時の洗浄⼯程の有効性を検討する。
試験材料及び方法
原⽊は2015年度に栃⽊県が実施した原⽊林調査で測定した放射性Cs濃度が既知の原⽊を使⽤した。（表1）
洗浄区については、原⽊を⾮破壊検査機にて測定した後、⾼圧洗浄器（RYOBI吐⽔圧7.2MPa、吐⽔量5.5ｌ/分、吐⽔⼝半開）で原⽊の表⽪に往復3回、⼿前から奥に⽔を当てる作業を全周にわたり⾏った。⾵乾後、再度⾮破壊検査機で測定した。H28
年2⽉に種菌を接種し栃⽊県林業センター内で管理した。
2016年11⽉下旬及び2017年春にほだ⽊を20時間浸⽔し、施設内に展開してきのこを発⽣させた。
収穫後、Ge半導体検出器を⽤いて測定した。
試験結果
原木の洗浄効果について
図1に⽰したように、原⽊の産地により洗浄効果に差がみられた。洗浄効果は経時的に減少しているものの、原⽊産地によっては洗浄することによる放射性Cs低減効果があることが判明した。
発⽣した⼦実体に対応する原⽊との⽐較（図２）24において、ロット6では図１の原⽊での効果のように⼦実体中の放射性Cs濃度への洗浄効果は得られなかった。また、⾼汚染原⽊を使⽤すると、⼦実体中の放射性Cs濃度も⾼くなった。
まとめ
福島原⼦⼒発電所事故から３年半経過した⽴⽊を伐採⽟切り後に、⾼圧洗浄機での洗浄作業を実施した。原⽊では産地により洗浄による放射性Cs
濃度は減少した。⼀⽅、発⽣した⼦実体中の放射性Cs濃度の低減傾向は認められなかった。発⽣⼦実
体数が少ないため試験継続中。
今後の課題
原⽊の⾼圧洗浄等による洗浄効果は原⽊産地により認められるものの、全ての区にわたって明瞭な洗浄効果は未だ不明である。⼦実体中の放射性Cs低減効果は今回の結果では認められなかったが、⼦実体発⽣ほだ⽊が少ないため（ｎ数が少ない）と考えている。さらに、栽培にあたっては、原
⽊洗浄の他、落葉や⼟壌からの⼆次汚染を防ぐ⼿法、例えば、防⾵ネット、⼟壌からの汚染防⽌対策等、ほだ⽊と⼟壌との分離等による栽培管理を⼯夫していくことも必要である。

表 1 ロット No.（原⽊産地）と洗浄前の原⽊の放射性セシウム濃度
表１ ロットNo.（原木産地）と洗浄前の原木の放射性セシウム濃度

ロットNo.
ロットNo.

洗浄前原木の放射性Cs濃度：
洗浄前原木の放射性Cs濃度：
平均値（Bq/kg）
平均値（Bq/kg）

ｎｎ

標準偏差
標準偏差

66

66.8
66.8

8787

23.3
23.3

77

84.7
84.7

5959

23.9
23.9

平均+SD

120
100

平均-SD
平均+SD

原木の放射性Cs(Bq/kg)
原木の放射性Cs(Bq/kg)

120

平均-SD

＊

100
80

＊

80
60
60
40
40
20
20
0
0

洗浄前

洗浄後

洗浄前

洗浄後

ロット6
洗浄前

ロット6
洗浄後

ロット7
洗浄前

ロット7
洗浄後

ロット6

ロット6

ロット7

ロット7

図１ 原⽊産地別洗浄効果
図１ 原木産地別洗浄効果 Tukey、＊ｐ＜0.05
Tukey、＊ｐ＜0.05

放射性Cｓ濃度（Bq/kg）

250
200

－平均 + SD
－平均 - SD

150
100
50
0

図 2．原木産地別洗浄の有無とそれらの原木から発生した子実体の放射性 Cs 濃度
Tukey-ｋramer、＊ｐ＜0.05
図 2 原⽊産地別洗浄の有無とそれらの原⽊から発⽣した⼦実体の放射性
Cs 濃度
Tukey-ｋramer、＊ｐ＜0.05

注：本図は⼦実体発⽣した原⽊との対応のみで表⽰した。

25

Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

12 ゼオライト紙を用いた原木きのこ露地栽培における放射性セシウム吸収抑制試験
全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター

福井 陸夫
杉本 恵里子、今井 芳典、石川 洋一

要旨

平成28年度

放射性物質汚染地域において、クリタケ原⽊露地栽培へのゼオライト紙の使⽤は、⼦実体への放射性セシウムの移⾏を抑制できる傾向にあることが分かった。コスト⾯ではゼオライト単独施⽤（表⾯散布や⼟壌との混合）が安価であるが、放射性物質が多く蓄積されている栽培地の⼟壌には、ゼオライト紙を使⽤することにより、⼦実体表⾯に⼟が付着することを防⽌することができる利点もある。今後は、⼦実体収穫量が少なかった、ナメ
コ、ヒラタケについても、継続して調査していく。
少ないものの、⽇光市と同様の傾向にあった。

目的
クリタケ、ナメコ及びヒラタケの原⽊露地栽培
において、ゼオライト紙及びゼオライトの利⽤による⼦実体への放射性Cs移⾏抑制効果について検討をおこなう。

ナメコ原木露地栽培
ナメコの伏せ込み⽅法は図3に⽰した。2016年秋に2試験区とも若⼲の発⽣が⾒られたが、本格発⽣ではないため、2017年秋の収穫により評価する。

試験材料及び方法2016年5⽉に⻄⽇本産コナラ原⽊を⽤いて、クリ
タケ、ナメコ種駒種菌を植菌、ヒラタケは原⽊を⻑
さ約15cmの短⽊とし、⽊⼝におが粉種菌を植菌した。伏せ込みは、さくら市と⽇光市塩野室の2か所で実施した。ゼオライト紙は凸版印刷製ゼオライ
ト紙A（⽊質パルプ、ゼオライト含有500g/㎡：ZA区）、同紙B(合成繊維、ゼオライト含有100g/㎡：
ZB区）及び同紙に使⽤しているものと同じ、三井⾦属資源開発製のゼオライト（MGイワミライト：
ゼオライト区）を使⽤した。栽培⽅法は各きのこの標準的な⽅法により実施した。各試験地の空間線
量率と⼟壌中の放射性Cs濃度は表1に⽰した。⼦実体中の放射性Cs濃度はGe半導体検出器により測定した。

ヒラタケ短木露地栽培
ヒラタケの伏せ込み⽅法は図4に⽰した。初夏の伏せ込みであったため、ほだ化が不完全となった。
2017年初春に再試験を実施しており、ヒラタケについては2017年秋の収穫により評価する。

試験結果
クリタケ原木露地栽培
クリタケの伏せ込み⽅法を図1に⽰した。⽇光市
での試験結果は、図2に⽰すように対照区（無処理区）と⽐較して、Z-A区、Z-B区そしてゼオライト
混合区から発⽣した⼦実体中の放射性Cs濃度は統計的に有意差は認められなかった（Dunnett）が、⼦実体中の放射性Cs濃度は低い傾向にあった。
さくら市での試験においても、⼦実体検体数は

26

まとめ
⽇光市（空間線量率地上１m⾼で0.137µSv/h）程度の汚染地域では、伏せ込み時にゼオライト紙を使⽤、またはゼオライトを⼟壌に混合することで、クリタケ⼦実体への放射性Csの移⾏を抑制できる傾向にあることがわかった。コスト⾯では、ゼオラ
イト単独の⽅が安価であるが、栽培地の⼟壌中には放射性Csが多く蓄積されており、ゼオライト紙を使⽤することにより、⼦実体表⾯に⼟が付着するのを物理的に遮蔽することができる利点がある。
今後の課題
クリタケについて、初年度ゼオライト紙、ゼオラ
イトの効果が⾒られた。今後はナメコ、ヒラタケの⼦実体収穫を通して、さらに、ゼオライトの効果を確認していく。

表 1 試験地の空間線量率と⼟壌中の放射性 Cs 濃度
試験地

空間線量率（μ㏜/h）

土壌（Cs134+137,絶乾（Bq/kg））

1.0m

0.1m

平均値

標準偏差

さくら市

0.053

0.061

359

377

日光市

0.137

0.143

2,430

347

図 1 クリタケ栽培⽅法：左から Z-A、Z-B 区、中：ゼオライト混合区、右：Z-A、Z-B 区写真

子実体放射性Cs濃度（Bq/kg）:
Cs137,含水率90％換算値

12
10

平

均

8

平均-SD

平均+SD

6
4
2
0

対照区

Z-A区

Z-B区

ゼオ混合区

図 2 クリタケ（⽇光市）の放射性 Cs 濃度
Dunnett,

図 3 ナメコ栽培⽅法：左から Z-B 区図と写真、右；ゼオライト混合区図と写真

図 4 ヒラタケ栽培⽅法：左から Z-B 区図と写真、右；ゼオライト混合区図と写真

27

Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

13 露地栽培におけるほだ木・きのこ汚染の状況調査と汚染抑制対策
福井 陸夫
大橋 洋二、今井 芳典

全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター

要旨

平成26～28年度

汚染ほだ場においてゼオライト散布は、ほだ⽊上の付着物の放射性Cs濃度を低くする
ものの原因は不明である。また、ゼオライ散布はA0層、A1層の放射性Csを減少させる傾向にあった。防草シートは⼟壌中からほだ⽊への放射性Csを移⾏させやすく、⼦実体中の濃度も⾼くなる傾向があることが判明したが、そのメカニズムは不明である。放射性Csは経時的に腐植層から⼟壌層に移⾏している。
射性セシウム濃度は明らかに低くなった（図4）。
放射性Csは腐植層から⼟壌層に移⾏している
試験地の放射性Csは腐植層（AO）から⼟壌（A1）に移⾏していることが明らかとなった（図5）。

目的
栃⽊県北部（空間線量率1.0ｍ⾼さ0.252µSv/h、0.1ｍ⾼さ0.28µSv/ｈ）のシイタケ露地栽培において、ゼオライト散布と防草シート及びゼオライト
散布+防草シートの3区のほだ場への処置がほだ⽊
及びきのこへの追加汚染に与える影響を調査した。（ゼオライト散布量2㎏/㎡）

まとめ・考察防草シートは土壌中からほだ木への放射性Csを移行させやすい⽐ 較 的 ⾼ 汚 染 （ 空 間 線 量 率 線 量 率 1.0 ｍ ⾼ さ
0.252µSv/h）と思われる地区で、防草シート処理を⾏った区では対照区（無処理区）と⽐較して、⼦実体、ほだ⽊とも放射性Cs濃度が⾼くなる傾向にあった。防草シート区ではほだ⽊下部⽊⼝へ⼟壌中からの放射性Csが吸い上げられやすい可能性を⽰した。メカニズムは現時点で不明であるが、現在実施している菌床の底部をカットし、ほだ場に設置した試験においては、対照区菌床底部から⼟壌中への菌⽷は防草シート区と⽐較して少ない傾向にあった。また、防草シート区下部の⼟壌も対照区
より含⽔率が多い傾向にあり、これらの現象が関係しているのかもしれない。

試験結果
子実体中の放射性Cs濃度は防草シート区が高い
防草シート処置19〜21ヶ⽉後の発⽣⼦実体中の放射性Csは図１に⽰すように他の区に⽐較して有意に⾼くなった。
ほだ木中の放射性Cs濃度は防草シート区が高い
防草シート処理16ヶ⽉では有意差が⾒られなかったが、28ヶ⽉後のほだ⽊中の放射性Cs濃度は対照区及びその他の区と⽐較して放射性Cs濃度は⾼く、とくに下部は⾮常に⾼くなった（図2）。
ほだ木樹皮の放射性Cs濃度は防草シート区が高い
防草シート処理28ヶ⽉後のほだ⽊樹⽪中の放射性Cs濃度はその他の区と⽐較して放射性Cs濃度は⾼く、とくに下部は⾮常に⾼くなった（図3）。

放射性Csは経時的にAO層からA1層へ移⾏する
AO層の放射性Cs濃度は低下する傾向にあるが、⼟壌中（A1層）の放射性Cs濃度は⾼くなり、放射性Csの腐植層から⼟壌への移⾏が確認された。
ゼオライト散布は放射性Cs濃度の低減効果がある
ゼオライト散布区の腐植層、⼟壌層の放射性Csを低減する傾向にあった。ゼオライト散布により交換性カリウムが上がるがメカニズムは不明である。

ほだ⽊⽊質部の放射性Csは防草シート下部が⾼い
ほだ⽊質部においても防草シート下部の放射性Cs濃度が⾼くなった。
ほだ⽊上の付着物の放射性Cs濃度はゼオライト処理区で低くなった
ゼオライト処置28ヶ⽉後のほだ⽊上付着物の放

28

4000

ほだ木樹皮中の放射性Cs濃度Bq/kg

図1 処理後19〜21ヶ⽉後の⼦実体中の放射性Cs濃度
Tukey-kramer, p＜0.01
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0

3500

＊

3000
放射性Cs濃度Bq/kg

子実体中の放射性Cs濃度：Bq/kg

子実体中の放射性Cs濃度：Bq/kg

14
12
10
8
6
4
2
0

18
16
14
12
10
8
6
4
2
0

＊＊

図2 処理後28ヶ⽉後のほだ⽊
中の放射性Cs濃度
Tukey-kramer, p＜0.05

2500
2000

＊＊

1500
1000
500

＊＊

0

図4 ほだ⽊上の付着物の放射性
Cs濃度
Tukey-kramer, p＜0.01

図3 処理後28ヶ⽉後のほだ⽊
樹⽪中の放射性Cs濃度
Tukey-kramer, p＜0.01
放射性Cs濃度：Bq/kg

16000
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0

図5 A0層（⻩⾊）とA1層（褐⾊）の放射性Cs濃度推移 A0、A1の後の数値は経過⽉数
エラーバー：SE, Tukey-kramer29

Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

14 セシウムソーブフィルター敷設等による
放射性セシウム吸収抑制試験
福井 陸夫
大橋 洋二、杉本 恵里子

全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター

要旨

平成25～27年度

宮崎県産原⽊を⽤い 2012 年春に植菌しほだ化した後、2014 年 7 ⽉に栃⽊県林内ほだ場に搬⼊、セシウムソーブフィルター（CSF）等を敷設処理した試験区での⼦実体とほだ⽊中の放射性 Cs について調査した。処理後 15〜18 ヶ⽉経過すると対照区と⽐較し、寒冷紗区も含め全ての区で⼦実体中の放射性 Cs が低減された。また、17 ヶ⽉経過すると CSF 中には⼟壌中（腐植層）より多くの放射性 Cs が吸着された。ほだ⽊の放射性 Cs
濃度に有意差はなく、⼦実体中の放射性 Cs 濃度に有意差がみられたことから、CSF については放射性物質の影響を受けたほだ場での使⽤は有効と思われる。
CSF処理後17ヶ月目のほだ木中の放射性Cs濃度
ほだ⽊の汚染：処理後17ヶ⽉⽬のほだ⽊中の放射性セシウム濃度を測定した（図4）この結果、殆どが検出限界未満（4〜7㏃/kg程度）であり、かつ有意差は認められなかった。

目的
不織布にフェロシアン化鉄を担持（固定化⼜は離れにくく付着）させたCSFを⽐較的空間線量率が⾼い（0.188μSv/ｈ,1.0ｍ⾼, 30-60kBq/㎡,2015
年10⽉から2016年1⽉測定）ほだ場環境で、ほだ⽊の下に敷設し、ほだ⽊や⼦実体の2次汚染の低減効
果を検討する。
試験⽅法
試験区については、図1に⽰したように、対照区、
CSF敷設区、CSF敷設+CSF被覆区、寒冷紗区、CSF
敷設+寒冷紗被覆区の5区を設け、福島第1原発事故の影響がない、宮崎県産のほだ⽊（2年ほだ）を各区30本伏せ込んだ。
（2014年7⽉）

17ヶ月経過後のCSF中の放射性Cs濃度
処理後17ヶ⽉経過した材料と⼟等について調査した。この結果、敷設したCSF中の平均放射性セシ
ウム濃度は35,663㏃/㎡であり、腐植層の平均放射性セシウム濃度は26,294㏃/㎡であったことから、CSF中には多くの放射性セシウムが吸着されていることが判明した（表1）。
まとめ
宮崎県で2012年の春に植菌しほだ化した後、2014年7⽉に栃⽊県に搬⼊、CSF処置した試験においては、空間線量率0.2µSv/ｈ程度のほだ場で、1.5
年から2.5年程度経過したシイタケほだ⽊についての追加汚染は軽微なものであった。⼀⽅、⼦実体についてはCSFを敷設した区は放射性セシウムを低減する効果が認められた。さらに、CSFは⼟壌中（腐植層）の放射性セシウムを特異的に吸着することが明らかとなった。

試験結果
CSF敷設等処理後8～10ヶ月経過ほだ木から発生した子実体中の放射性Cs濃度
⼦実体の汚染：CSF等の敷設材を処理した後、4〜6ヶ⽉⽬に収穫した全ての区の⼦実体からは放射性セシウムは検出されなかった。⼀⽅、図2に⽰すように、CSF敷設+CSF被覆区の処理後8〜10ヶ⽉経過したほだ⽊から発⽣した⼦実体中の放射性セシウムは対照区と⽐較して有意（p<0.05）に低
減された。

今後の課題
処理後17ヶ⽉のほだ⽊に有意差はなく、⼦実体に有意差が⾒られたことは、今後、CSFを⽤いる場
合には、ほだ⽊から⼦実体への移⾏係数の変化も調査する必要がある。また、価格⾯の考慮も必要である。

CSF処理、寒冷紗処理後15～18ヶ月経過ほだ木から発生した子実体中の放射性Cs濃度
処置後15〜18ヶ⽉経過すると対照区と⽐較して全ての処理区で放射性セシウムが低減された（図3
p<0.05）。

30

中上：対照区

放射性Cs (Bq/kg)

中下：寒冷紗区

8
7
6
5
4
3
2
1
0

右上 CSF 区

左下：CSF+CSF 区

右下：CSF+寒冷紗区

放射性Cs (Bq/kg)

図 1 試験区の状況 左上：全景

＊

20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0

＊

＊

＊

＊

図 2 処理 8-10 ヶ⽉後の⼦実体中の放射性 Cs 濃度

放射性Cs (Bq/kg)

Tukey-Kramer, ＊ｐ＜0.05

16
14
12
10
8
6
4
2
0

図 3 処理 15-18 ヶ⽉後の⼦実体中の放射性 Cs 濃度
Tukey-Kramer, ＊ｐ＜0.05

表 1 17 ヶ⽉経過後の CSF 及び試験区下部⼟壌中の放射性 Cs

図 4 処置後 17 ヶ⽉のほだ⽊中の放射性 Cs 濃度31Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

15 カリウム化合物の利用による放射性セシウム吸収抑制試験
全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター

福井 陸夫
杉本 恵里子、大橋 洋二、石川 洋一

要旨

平成25～28年度

放射性セシウム濃度50〜150Bq/kg程度のほだ⽊を⽤いたKCl試薬溶液（0.1及び1.0％
区）へのほだ⽊浸漬は、⼦実体中の放射性Csを低減したが、1.0％区では⼦実体収量が減少した。KCl、K2SO4 肥料を使⽤した試験では、50Bq/kg程度の原⽊を⽤いた場合、⼦実体中の放射性Cs濃度はKCl、K2SO4区ともに30％程度低減される傾向にあった。

中の放射性Cs濃度はKCl,0.1%区、1.0％区ともに低減された（図1）。⼀⽅、KCl,1.0%区では⼦実体の収量は低下した（図2）。

目的
原⽊シイタケ施設栽培において、カリウム化合物の利⽤によるシイタケの放射性Cs吸収抑制効果について検討をおこなう。
先に各カリウム塩のシイタケ菌に対する影響を
寒天培養基上で調査し、栽培で使⽤するカリウム
塩を肥料として多く使⽤されている、KClとK2SO4に絞って試験を実施した。

カリウム塩肥料を用いた試験結果
2016年5⽉及び10⽉にほだ⽊浸漬した⼦実体中の放射性Cｓ濃度は、K2SO4 肥料0.1％区は対照区と⽐較して有意に減少した（図3）。⼀⽅、KCl区では有意差はないものの、KCl0.1％区は対照区より
放射性Cs濃度が低下する傾向にあった（図4）。

試験材料及び方法
カリウム塩試薬を用いた試験
2012 年 春 植 菌 の ほ だ ⽊ （ 放 射 性 Cs 濃 度 50 〜
150Bq/kg）を⽤い、2014年6⽉にKCl（試薬）⽔溶
液に24時間浸漬し、ガラス温室で⼦実体を発⽣させた。⼦実体採取後は1〜2ヶ⽉間同温室内で休養し、同様の浸漬を繰り返し3回実施した。KClの濃度は、1.0％及び0.1％とし、対照区は井⼾⽔に浸⽔した。

まとめ
50Bq/kg 程度の原⽊については、カリウム塩⽔
溶液に浸漬することで、⼦実体中の放射性Cs濃度を3割程度低減できる可能性がある。

カリウム塩肥料を用いた試験
2015年伐採の原⽊[放射性Cs濃度平均220Bq/kgの原⽊（参考）及び放射性Cs濃度平均40Bq/kgの原⽊]を⽤い、同年春に植菌したほだ⽊を使⽤した。
KCl及びK2SO4 肥料を試薬試験と同様に⽔溶液とし、浸漬し発⽣を試みた。
子実体中の放射性Cs濃度の測定
Ge半導体検出器により測定した。
試験結果
カリウム塩試薬を用いた試験結果
1回⽬から3回⽬までのK塩溶液浸漬後の⼦実体

32

*

*

＊＊
＊＊

図 1 ⼦実体中の放射性 Cs 濃度
Tukey, ＊；ｐ＜0.05、＊＊；ｐ＜001

図 2 ⼦実体の発⽣収量（ほだ⽊毎）
200

放射性Cs濃度
Cs134+137(Bq/kg)

100

*

80
60
40

放射性Cs濃度
Cs134+137(Bq/kg)

120

150
100
50

20
0

0
S‐Ctrl区

S‐Ctrl区

S‐肥K2SO4 0.1

S‐KCl 0.1

図 4 ⼦実体中の放射性 Cs 濃度

図 3 ⼦実体中の放射性 Cs 濃度（S 市、5 ⽉）（S 市、10 ⽉）
Tukey, ＊；ｐ＜0.0533

Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

１5－２ カリウム化合物の利用による放射性セシウム吸収抑制試験
全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター

要

旨

福井 陸夫
杉本 恵里子
平成29年度

初年度（2014 年）の試験では 50-150Bq/kg 程度の原⽊を⽤いた KCl 試薬溶液（0.1 及び 1.0％区）
へのほだ⽊浸漬は、⼦実体中の放射性 Cs を低減したが、KCl, K2SO4 肥料を使⽤した 2 年⽬（2015年）の試験では３回浸漬を繰り返しても、⼦実体への放射性 Cs 吸収抑制効果はなかった。3 年⽬（2016年）の試験について、ほだ⽊汚染度別に同様の試験を実施したが、S 市原⽊（50Bq/kg 程度）のほだ⽊を⽤いた場合、⼦実体中の放射性 Cs 濃度は KCl, K2SO4 区ともに 30％程度低減される傾向にあった。4 年⽬（2017 年）の試験では、50Bq/kg,200Bq/kg のいずれのほだ⽊もカリウム溶液の浸⽔による⼦実体放射性 Cs の移⾏抑制効果は確認できなかった。したがって、カリウム塩（KCl 及び K2SO4 ）⽔溶液への浸漬は、⽣産現場で普及を進めていくほどの効果は得られないと判断する。
差はみられなかった。なお、⾮破壊検査装置で測定したS市、Y市のほだ⽊についても、対照区ほだ⽊とK2SO4浸漬ほだ⽊の間でもほだ⽊の放射性Cs濃度に差はみられなかった。
子実体中の放射性Csと放射性Kの関係性
⼦実体中にK40が検出された検体について、放射性Cs濃度（Cs134+137）とK40の関係を図3、4に⽰した。S市産の原⽊を⽤いた試験区については、
放射性Cs濃度と放射性K濃度の間に有意な正の相関がみられた。このことは、⼦実体中にKが⼗分に存在しても、Csも同様に吸収していることを⽰唆
し、K溶液による吸収抑制効果がみられない要因と考えられた。⼀⽅、Y市産原⽊を⽤いた試験区では相関関係はみられなかった。
ほだ木及び子実体のカリウム量とCs133量との関係
ほだ⽊全体及びほだ⽊辺材部のK量と、⼦実体のCs133量の関係を図5、6に⽰した。対照区について
検体数は少ないものの、ほだ⽊全体及び辺材中のカリウム量と、⼦実体のCs133量との間には、⾼い相関がみられた。⼀⽅、K2SO4区では相関関係はみられなかった。
まとめ
ほだ⽊の放射性Cs濃度50Bq/kg程度、200Bq/kg
程度いずれの原⽊についても、K溶液の浸漬による⼦実体への放射性Cs移⾏抑制効果は確認できなかった。ほだ⽊の放射性Cs濃度50Bq/kgについては、
⼦実体中の放射性Cs濃度と放射性K濃度の間に正の相関が⾒られた。⼀⽅、200Bq/kgほだ⽊では相関はみられなかった。K溶液を⽤いた⼦実体への放射性Cs移⾏抑制効果については、⼀定の傾向がみられず、原⽊栽培で、K塩溶液を使⽤しての放射性Cs抑制効果は期待できない。

目的
原⽊シイタケ施設栽培において、カリウム化合物の利⽤によるシイタケの放射性Cs吸収抑制効果について検討をおこなう。硫酸カリウム肥料を⽤い、0.223％溶液へのほだ⽊の浸⽔試験を⾏い、放射性Cs吸収抑制効果について継続調査を⾏う。KClについては、薬品0.1％溶液浸漬に効果がみられた
ため、肥料溶液中のカリウム分が薬品KCl溶液と同程度になるよう調整した。
試験材料及び方法
調査地
栃⽊県林業センター内で実施した。センター内
浸⽔層で浸漬作業を⾏った後、ガラス室内に伏せ込み⼦実体を採取した。
2017年試験栃⽊県Y市及びS市において採取したコナラ原⽊（⾮破壊検査装置を⽤いて測定、Y市原⽊平均
220Bq/kg、S市原⽊平均40Bq/kg 程度であった。
2017年7⽉と10⽉に、2回浸⽔操作を⾏ったが、7⽉の浸⽔は全体的に発⽣不良であったため、10⽉の浸⽔試験について、調査をおこなった。
⼦実体はほだ⽊毎に採取し、Ge半導体検出器を⽤い測定した。ほだ⽊については、樹⽪、辺材及び⼼材に分解し、カリウム全量と安定セシウム量（Cs133）を測定した。カリウム量はフレーム原⼦
吸光法で分析し、Cs133については、ICP-MS法で
測定した。
試験結果
子実体の放射性Cs濃度の低減効果
試験区毎の⼦実体の放射性Cs濃度を図1、図2に⽰した。S市産原⽊、Y市産原⽊を⽤いた試験区とも、対照区とK2SO4区の⼦実体中放射性Cs濃度に34

放射性Ｃｓ濃度（Cs137;Bq/kg）

100

600

放射性Cs濃度（Cs137;Bq/kg）

80
60
40
20
0

S-Ctrl区

100

200

300

200
100
Y-Ctrl区

K40（Bq/kg）

K40（Bq/kg）

300

Y-K2SO4区

図 2 ⼦実体の放射性 Cs 濃度（Y 市）

y = 0.2635x + 67.206
R² = 0.531

0

400

0

S-K2SO4区

図 1 ⼦実体の放射性 Cs 濃度（S 市）
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
N.D.

500

400

180
160
140
120
100
80
60
40
20
N.D.

Cs134+137（Bq/kg）

y = 0.011x + 108.69
R² = 0.0148

0

500

1000

図 4 ⼦実体中の Cs 濃度と K 濃度(●S-Ctrl 区･●S-K2SO4 区)(●Y-Ctrl 区･●Y-K2SO4 区)

9.0
8.0
7.0
6.0
5.0
4.0
3.0
2.0
1.0
0.0

K2SO4区子実体Cs133(mg/kg：絶乾)子実体Cs133(mg/kg：絶乾)

図 3 ⼦実体中の Cs 濃度と K 濃度

Ctrl区

y = 0.0046x + 4.6049
R² = 0.9326

y = 0.002x + 2.7128
R² = 0.1683
0

200

400

600

1500

Cs134+137（Bq/kg）

800

ほだ木カリウム量（mg/kg:絶乾）

図 5 ほだ⽊全体の K 量と⼦実体 Cs133 量

9.0
8.0
7.0
6.0
5.0
4.0
3.0
2.0
1.0
0.0

Ctrl区

K2SO4区
y = 0.0036x + 1.7437
R² = 0.9764

y = 0.0014x - 0.0497
R² = 0.2963
0

2000
4000
ほだ木カリウム量(mg/kg:絶乾)

図 6 ほだ⽊辺材の K 量と⼦実体の Cs133 量35Ⅱ 放射性物質低減・抑制技術の開発

16 フェロシアン化鉄を利用した放射性セシウム吸収抑制試験
全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター要

福井 陸夫
大橋 洋二、杉本 恵里子

旨

平成 25～27 年度

放射性Cs濃度500Bq/kg以上の原⽊については、PB分散液に浸漬すると⼦実体中の放射性Cs濃度は低減されるものの、⾷品基準（100Bq/kg）を⼤きく下回ることはなかった。
⼀⽅、250Bq/kg程度の原⽊をPBナノ分散液に浸漬した場合は、⼦実体中の放射性Cs濃度は50Bq/kg以下となった。また、PB分散液浸漬原⽊から発⽣した⼦実体には、⽯突部の⼀部に⻘⾊⾊素が付着していたが、PBナノ分散液浸漬原⽊から発⽣した⼦実体では⾊
素の付着は⾒られなかった。試験結果からPBナノ分散液を放射性Cs汚染原⽊に浸漬処理することは、⼦実体中の放射性Csを減少させることが明らかとなった。
られなかった。

目的
伐採した原⽊を極めて⾼いセシウム（以下Cs）
吸着特性を持つフェロシアン化鉄（プルシアンブ
ルー（PB分散液））及びプルシアンブルーナノ（PB
ナノ分散液）に浸漬することで、汚染原⽊から発⽣する⼦実体の放射性Cs低減効果を検証する。

PB分散液を使用した試験
栃⽊県N地区産の550Bq/kgから790Bq/kgの直径7.5cmから10cmの原⽊を⽤いて、PB分散液に浸漬した。原⽊はPBの濃度に⽐例して⾊が濃く染まった。浸漬後の断⾯（図3、4）では、内樹⽪や⽊質部までは着⾊されず、外樹⽪の着⾊に限られた。⼦
実体の収穫は2013年秋、2014年春及び2015年春におこなった。収穫した⼦実体の放射性Cs濃度を図5に⽰した。この結果、原⽊を浸漬したPB濃度が増加するとともに、発⽣した⼦実体の放射性Cs濃度が低下する傾向が⾒られた。経年とともに⼦実体中の放射性Cs濃度は低くなること、対照区と⽐較して0.1％区よりも0.5％区の放射性Cs抑制効果が⾼かった。
しかしながら、0.5％PB分散液浸漬区で2年半経過の⼦実体中の放射性Cs平均値が94Bq/kgとなったのみであり、500Bq/kg以上の原⽊でのPB使⽤は困難であることが判明した。
⼦実体への⻘⾊着⾊は調査の結果、0.1％区、0.5％区ともに⽯突の⼀部に⻘⾊⾊素が付着していた（全⼦実体の12％）。

試験結果
低汚染原木を用いたプルシアンブルーナノ分散液浸
漬試験
2014年初夏に栃⽊県Y地区原⽊放射性Cs濃度平均257.8Bq/kg、S地区原⽊放射性Cs平均62.4Bq/kgの原⽊を使⽤し、プルシアンブルーナノ分散液（0.1％、0.5％）に浸漬した。
夏季の散⽔や降⾬により晒されたほだ⽊表⾯の⾊素は11⽉には流出したが、ほだ⽊裏⾯は⾊素が残っていた（図1）。
2016年春に発⽣した⼦実体中の放射性Cs濃度について調査した結果、Y地区の無処理⼦実体
103±31.1Bq/㎏に⽐較し、プルシアンブルーナノ
分散液0.1％処理区⼦実体は35.25±8.3Bq/kg 、
0.5％処理区は26±17bq/kgであり、⾼度に有意差が認められた（ｐ<0.01）。
S地区では無処理区⼦実体中の放射性Cs濃度は51.6±22.1Bq/kgに対し、プルシアンブルーナノ分
散液0.1％処理区は33.5±19.5Bq/㎏で有意差は認められなかった。⼀⽅、0.5％処理区⼦実体中の放射性Cs濃度は17.6±11.3Bq/㎏となり、無処理区と⽐較し⾼度に有意差が認められた（p＜0.01）（図2）。
この結果、プルシアンブルーナノ分散液を原⽊に処理することにより、⼦実体中の放射性Cs濃度を減少させることが明らかとなった。さらに、当該試験は⼦実体や⽯突部への⻘⾊⾊素の付着は認め

まとめと今後の課題
2014 年 時 点 で の 原 ⽊ の 放 射 性 Cs 濃 度 が250Bq/kg以下であれば、プルシアンブルーナノ分散液による浸漬により、⼦実体中の放射性Cs濃度は50Bq/kg 以下となることが⾒込める。

36

顔料が流出した部分

顔料が残っている部分

図 1 PB ナノ分散液流出部分 0.5％浸漬区

放射性 Cs 濃度（Bq/kg）

160
140

平均+SD

120

平均-SD

100
80
＊＊

60

＊＊
＊＊

40
20
0

Y0

Y0.1

Y0.5

S0

S0.1

S0.5

図 2 PB ナノ分散液浸漬ほだ⽊から発⽣した⼦実体中の放射性 Cs 濃度（Bq/kg） Y:Y 地区、S:S 地区
0:無処理区、0.1：PB ナノ分散液 0.1％区、0.5：PB ナノ分散液 0.5％区 多重比較 Tukey-Kramer、＊＊P＜0.01800

放射性 Cs 濃度（Bq/kg）

700

図 3 0.1％浸漬原⽊の切断⾯
左：⽊⼝⾯、中央：切断⾯、右：切断⾯拡⼤

2013秋

2014春

2015春

600
500
400
300
200
100
0
対照区

0.1％区

0.5％区

多重比較 Tukey-Kramer 棒線は SD

図 4 0.5％浸漬原⽊の切断⾯

図 5 収穫期別の⼦実体中の放射性 Cs 濃度

左：⽊⼝⾯、中央：切断⾯、右：切断⾯拡⼤

37

Ⅲ 安全なきのこ栽培管理の実証

17 放射性物質低減のための原木きのこ栽培管理（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所 九州支所 関谷要

旨敦
平成24～28年度

福島原発事故に伴い原⽊きのこの出荷制限が6県の市町村で指定された。出荷制限解除の要件の1つとして、収穫物であるきのこが基準値（100Bq/kg）を確実に超えない栽培管理が求められた。原⽊きのこの栽培管理として、平成24年「放射性物質低減のための原⽊きのこ⽣産⼯程管理」を構築した。これを参考に、平成25年林野庁は「放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培管理に関するガイドライン」を公表した。同年⽣産⼯程管理をガイドラインに整合するように、「放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培管理」を作成した。原⽊購⼊の際に注意すべき点、廃ほだ⽊の処理⽅法、補⾜説明、参考⽂献などガイドラインにない内容も掲載した。
放射性物質低減のための原木きのこ生産工程管理（中間とりまとめ）平成23年福島原発事故に伴い原⽊きのこの出荷制限が岩⼿県、宮城県、福島県、栃⽊県、茨城県、千葉県の市町村で指定された。出荷制限解除の要件の1つとして、収穫物であるきのこが基準値(100Bq/kg)を確実に超えない栽培管理が求められた。
そこで、平成24年基準値を確実に超えないだけでなく、より⼀層の低減を⽬指した、原⽊きのこの⽣産⼯程管理の構築を⾏った。⽣産⼯程管理は、原⽊・ほだ⽊の管理、栽培⼯程の管理がある。すでに平成23年きのこ原⽊・ほだ⽊の当⾯の指標値は50Bq/kgと定められていたため、原⽊・ほだ⽊の管理は指標値以下にする取組とした。栽培⼯程の管理は、放射性物質を低減させる可能性がある取組を網羅した。
また、露地栽培はほぼ全⼯程野外で⾏っているが、施設栽培は⽣産者により施設の利⽤状況が⼯程毎に異なることより、露地栽培⽤⽣産⼯程管理、施設
栽培⽤⽣産⼯程管理とはせず、⼯程毎に野外・施設
別に取組むこととし、⽣産者の実態に合わせて⼯程を取捨選択できることにした。以上より構築されたのが「放射線物質低減のための原⽊きのこ⽣産⼯程管理（中間とりまとめ）」（平成24年12⽉）である。
放射性物質低減のための原木きのこ栽培管理に関するガイドライン
上述の「中間とりまとめ」後、寄せられた意⾒等を踏まえ「中間とりまとめ」を修正した。これを参38考にして、平成25年10⽉林野庁は放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培管理に関するガイドライン（以下、ガイドライン）を公表した。以後、出荷制限解除のための栽培管理として、このガイドラインに沿って取組むことが必須となった。
放射性物質低減のための原木きのこ栽培管理「放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培管理」（以下、原⽊きのこ栽培管理）(平成25年11⽉)はガイドラインに整合するよう中間とりまとめを修正改訂したものである（図1、表1）。さらに、ガイドラ
インは放射性物質低減のための栽培管理に限っているが、原⽊きのこ栽培管理は、福島原発事故で汚染されていない原⽊購⼊の際に注意すべき点（ハラアカコブカミキリ、ナラ枯れ）、廃ほだ⽊の処理の仕⽅などを加えている。また、具体的な取り組みを補強する補⾜説明や参考⽂献も記載した。
また、実証試験などにより新たな知⾒があれば、「原⽊きのこ栽培管理」を修正すべきであることから、平成28年3⽉、平成29年3⽉に、新たな知⾒、県の意⾒等を踏まえ⼀部を修正した。
なお、原⽊きのこ栽培管理（最新版）を⽇本特⽤林産振興会webに掲載を予定している。

表 1 放射性物質を低減する原⽊きのこ栽培管理 （1 ページ⽬⼀部抜粋）赤字：必須工程、黒字：重要工程
大番号

中番
号

⽬的

⼯程

1

指標値以下の原⽊林の把握

2

原⽊林・分析⽤⽴⽊の選定

①

4

5

分析した⽴⽊を３区分（セシウム原⽊林の選定、⽴⽊の扱いおよび

6

7
8
9
10
11

好ましい伐採単位の決め⽅

分析⽤⽴⽊の選定⽅法

3

①

取組事項

原⽊の管理

具体的な取組・自ら分析を行い、把握する
・非破壊試験器によるスクリーニング検査を行う
・県に問い合わせて確認する
・文部科学省の航空機モニタリングによる汚染度マップを活用する
・分析値のバラツキを少なくするため、地域の実情にあった可
能な限り小さな面積とし、例えばロットを一山単位（約１ha）の考えもある

・空間線量の⾼い箇所から⽴⽊を選定する
・⽟切り後、径級が細い原⽊を分析試料とするのが望ましい

指標値（50ベクレル/kg）以下の立・指標値以下の原⽊林である。伐採し、原⽊として使⽤できる木

134,137合計50ベクレル/kg以下、50・50ベクレル/kg超100ベクレル/kg以下の原⽊林である。

ベクレル/kg超100ベクレル/kg以下、・望ましくは伐採せず、原⽊として使⽤しない。

毎の原⽊林の取扱

・やむなく伐採し、原木として使用する場合、伐採時の都道府県で使用し、ロット管理する。
・100ベクレル/kg超の原木林である。

50ベクレル/kg超100ベクレル/kg
100ベクレル/kg超）に分類し、区分 以下の立木

100ベクレル/kg超の立木
指標値（50ベクレル/kg）以下の原

⾮破壊検査器によるスクリーニ

⽊の確保

ング

原⽊の放射性物質の付着防⽌

原⽊の管理⽅法

体内への放射性物質の取込み防⽌使用機械等の放射性物質量の低減

作業時の服装作業終了後、体の裸出部分洗浄
使⽤機械、機材の洗浄

12

放射性物質汚染物の処分

放射性物質汚染物としての処分

13

トレーサビリテイ対応

作業活動の記録、保存

・伐採を行えず、原木として使用できない（ただし、200ベクレル/kg以下であれば菌床用おが粉としては使用できる）
・⾮破壊試験器によるスクリーニングを⾏い、指標値以下原⽊を確保する
・植菌前の原木が野外に置かれている場合は粉塵、土、腐植層など
付着、接触しないように、原木をブロックなどに置き、シートで覆う
・放射性物質の粉塵を防ぐ服装をする・手足、顔など裸出部分を石けんなどで洗浄する・使⽤した機械、機材は使⽤後に洗浄し、放射性物質が付着しないように保管する・処分場への処分・処分場が決まっていない場合、所有地において仮置き場を設置し、まとめて保管する。その際、シートなど被せる・⽣しいたけ栽培は３年間、乾しいたけ栽培は5年間の記録、保存が望ましい。しいたけ以外のきのこは発生年数を考慮して記録、保存期間を設定する

図1 放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培管理フロチャート（1ページ⽬）39

Ⅲ 安全なきのこ栽培管理の実証

18 原木きのこ栽培管理に関する解説書の作成（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所 九州支所 関谷

要

旨

敦

平成25～28年度

特⽤林産物安全供給推進復興事業においては、安全な原⽊きのこ等の栽培⽅法の検討を⾏うとともにその普及を図ることにしている。このため普及の⼀環として、解説書を作成している。解説書は放射性物質を低減する原⽊きのこ栽培管理を⾏う上で必要な情報を、⾏政担当者のみならず⽣産者に対してもできるだけわかりやすく解説した資料集である。時間の経過とともに情報は変わるので、平成25年度から毎年作成している。

ており、⾼圧洗浄によりそれを洗い流すことがで解説書とは放射性物質を低減する原⽊きのこ栽培管理を⾏きたが、時間の経過とともに、⾼圧洗浄しても原⽊

う上で、必要な情報をできるだけわかりやすく解

濃度が減少しにくくなり、⾼圧洗浄の効果が減少

説した資料である。わかりやすくするため、1 枚毎した。そこで、平成 25 年の解説書には⾼圧洗浄のに完結し、上は図表を、下はその説明をしている

有効性を記載したが、平成 28 年には洗浄効果の減（図 1 参照）。

少を記載した。このように、ある時点での最新情報を提供するためには、毎年度更新を⾏う必要があ

放射性物質低減のための原木きのこ栽培管理に関り、これまで、平成 25・26・27・28 年度版を作成

する解説書を作成する意義した。

特⽤林産物安全供給推進復興事業においては、

なお、解説書（平成 28 年版）を⽇本特⽤林産振安全な原⽊きのこ等の栽培⽅法の検討を⾏うとと

興会 web に掲載を予定している。

もにその普及を図ることにしている。そのため普及の⼀環として、解説書を作成している。放射性物質を低減する原⽊きのこ栽培管理を⾏う上で、必要な情報の多くは⾏政担当者向けが多いなかで、特に⽣産者に対してかみ砕いて提供する資料集とした。
なぜ解説書を毎年改訂するのか
物理的半減期により放射性物質は減少すること、放射性物質は時間の経過とともに移動することより、同じ試験を⾏っても⾏う年度が異なれば異なる結果も想定される。例えば、平成 23 年の事
故直後の原⽊は樹⽪表⾯が放射性物質で汚染され40

原木シイタケ（露地栽培）栽培管理のイメージ図です。
栽培管理は 2 つに分かれ、1 つが原木の管理で、もう 1 つが栽培環境の管理です。原木の管理は、指標値以下の原木を利用することです。栽培環境の管理は、栽培時における環境からの汚染を防ぐ管理です。栽培環境の汚染状況に応じて管理は異なります。また、原木はとの程度汚染されているかで栽培管理は異なります。右の図の上は、西日本産の原木を使用した場合、原木の汚染が低い状況下において、栽培環境の汚染が低い場合は、環境の汚染があまりないことより、福島原発事故による汚染がない木を使用すれば、栽培時はあまり対策をとらなくても指標値以下を維持できます。一方、環境汚染が中程度ですと、ほだ木の経過年数とともに環境からの影響が無視できなくなり、栽培管理を行わないとほだ木は指標値を超えてしまいます。環境による汚染が高程度ですと、中程度以上に栽培管理を行う必要があります。さらに、汚染されている自県産の原木を使用する場合
は、より環境による汚染に注意する必要があり、栽培環境の汚染状況が低い場合
でも、栽培管理を行うことも必要となります。

図 1 解説書の⼀例

41

Ⅲ 安全なきのこ栽培管理の実証

19 安全な原木きのこ栽培管理の普及（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所 九州支所 関谷

要

旨

敦

平成25～28年度「放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培管理に関するガイドライン」や関連知⾒を⽣産者、関係団体、関係⾏政関係者に理解してもらうことは安全なきのこを⽣産する上で必要である。毎年新たな情報が数多く提供される中で、低減のために必要な最新の情報を取捨選択して毎年提供していく必要がある。そのため、平成25年度は意⾒交換会、
巡回説明会を、平成26年度は意⾒交換会を、平成27年度は技術交流会、説明会を平成28
年度は技術交流会、意⾒交換会を開催し、安全な原⽊きのこ栽培管理について普及した。

界関係者、⾏政担当者と意⾒交換した。

安全なきのこ原木栽培管理の普及
平成25年11⽉林野庁が公表した「放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培管理に関するガイドラ
イン」や関連知⾒を⽣産者、関係団体、関係⾏政関係者に理解してもらうことは安全なきのこを⽣産する上で⼤切である。また、毎年新たな情報が数多く提供される中で、低減のために必要な最新の情報を取捨選択して普及していくことが肝要である。普及は平成25年度から⾏った。

平成27年度
技術交流会の開催
9⽉、放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培技術に関する新たな知⾒の講演を業界関係者、⾏政担当者に⾏い、意⾒交換した。
説明会の開催
1⽉、ガイドラインの実施状況について、県担当者と意⾒交換した。

平成25年度
意見交換会の開催「放射性物質低減のための原⽊きのこ栽培管理に関するガイドライン」が公表されたことにより、
平成25年11⽉、東京で業界担当者、⾏政担当者向けに、ガイドラインや関連する技術情報、出荷制限解除の取組みについて理解してもらうために、東京で意⾒交換会を開催した。
巡回説明会の開催
11、12⽉、宮城県、栃⽊県、茨城県、群⾺県で主に⽣産者、⾏政担当者に各県の実情に合わせた内容で、巡回説明会を実施した。
平成26年度
意見交換会の開催
12⽉、東京において、出荷制限解除の取組みと課題について、出荷制限解除を⾏った岩⼿県、宮城県、福島県、栃⽊県、千葉県の担当者に出荷制限解除の取り組みと課題について説明してもらい、業42

平成28年度
技術交流会の開催
9⽉、⾮破壊検査を利⽤したきのこ原⽊の検査に関する情報や放射性物質低減のための原⽊きのこ
栽培マニュアルを公表している栃⽊県、千葉県の内容について業界関係者、⾏政担当者と意⾒交換した。
意見交換会の開催
1⽉、東京において、出荷制限解除の取組みと課題について、出荷制限解除を⾏った岩⼿県、宮城県、福島県、茨城県、千葉県の担当者に説明してもらい、業界関係者、⾏政担当者と意⾒交換した。

表 1 普及を⾏った会の名称と参加⼈数
年度
25

会の名称

⼈数

開催⽇

開催場所

意⾒交換会

36

巡回説明会（宮城県）

166

巡回説明会（栃⽊県）107

巡回説明会（群⾺県）100

25年11⽉29⽇ 群⾺県JAビル

巡回説明会（茨城県）

116

25年12⽉2⽇ 茨城県市町村会館

26

意⾒交換会

36

26年12⽉18⽇ KKRホテル東京

27

技術交流会

56

27年9⽉11⽇ KKRホテル東京

説明会

17

28年1⽉28⽇ KKRホテル東京

技術交流会

38

28年9⽉13⽇ KKRホテル東京

意⾒交換会

39

29年1⽉23⽇ KKRホテル東京

合計

711

28

25年11⽉12⽇ KKRホテル東京
宮城県⼤崎合同庁舎及び25年11⽉19⽇
柴⽥町船迫⽣涯学習センター
25年11⽉28⽇ 栃⽊県総合⽂化センター

巡回説明会（宮城県⼤崎合同庁舎）25. 11. 19

巡回説明会（群⾺県）25. 11. 29

技術交流会（KKR ホテル東京）27. 9. 11

意⾒交換会（KKR ホテル東京）29. 1. 23

43

Ⅲ 安全なきのこ栽培管理の実証

20 栽培管理の実証 ―ほだ場内における汚染状況の把握―
坂田 春生

群馬県林業試験場

要旨

平成26～28年度

環境による汚染の影響が異なる群馬県内２箇所の林内ほだ場において、土壌等からの汚染を排除する資材の組合せにより試験区を設定し、福島原発事故で汚染されていない
ほだ木を設置して経時的に回収したほだ木の放射性物質濃度の測定を行い、汚染状況を把握する試験を2014年から2か年行った。空間線量率が0.05µSv/h程度（2014年8月現在）の調査地Ａにおいては、2年経過しても非汚染ほだ木を使用さえすれば環境による汚染を考慮しなくてもよいことが明らかになった。一方、空間線量率が0.20µSv/h程度の調査地Ｂにおいては、環境による無視できない汚染があり、被覆材及び敷設材の併用によりほだ木の汚染を低減できることが明らかになった。
合の推移を図3に示す。
両調査地の空間線量率の実測値の減衰割合は、
理論上の減衰値と比較して変動があるものの概ね予測どおり減衰していた。

目的
安全な原木きのこを栽培するため、放射性物質の低減に必要と考えられる取組を実施しているところであり、各取組の実効性を高めるためほだ場
環境の汚染メカニズムの科学的な解明を行う。

空間線量率によりほだ場での対応は異なる
調査地別の回収ほだ木の放射性セシウム137濃度の推移を図4に示す。図中のエラーバーは標準偏差を表す。
空間線量率が0.05µSv/h程度(2014年8月現在)の調査地Ａにおいては、無処理を含むほとんどが検
出限界値未満であった（図4左）。このため、福島原発事故で汚染されていないほだ木を使用することで環境による汚染を考慮しなくてもよいことが明らかになった。
一方、空間線量率が0.20µSv/h程度の調査地Ｂにおいては、環境による無視できない汚染があるが、被覆材及び敷設材の両者の併用によってほだ木の放射性セシウム137濃度を低減できることが明らかになった（図4右）。

調査方法
放射性物質汚染の影響が異なる県内の２箇所のスギ林内ほだ場（調査地Ａ、Ｂ）において、土壌及び土壌以外からの汚染を排除するため、ほだ木
へのブルーシート敷設及びビニールシート被覆を組み合わせた試験区を設定した（表１）。
2014年８月各試験区に大分県産クヌギほだ木（長さ105cm、径12cm内外、2013年春植菌）を15本ずつ設置し（図１、２）、４か月、１年、２年後に５本ずつ回収して、ゲルマニウム半導体検出器（キャンベラ社 GC-2520）で放射性物質濃度を測定した。平均濃度算出に当たり、N.Dは検出限界値の4とした。また、2年経過時のほだ木は樹皮、材別に測定し、既往報告の分布割合（樹皮：材=7：3）からほだ木全体の値を算定した。
また、適宜両調査地の空間線量率をNaIシンチレーションサーベイメータ（富士電機株式会社
NHC7）で測定した。

生産者への周知
今回の結果をもとに、汚染度の高い地域では、
ほだ場環境からの汚染があるため、低減に必要と考えられる取組の重要性を生産者に改めて周知したい。

空間線量率は予測どおり減衰
ほだ木設置時（2014年8月）、4か月、1年、1年4か月及び2年経過時点における両調査地の空間線
量率の実測値並びに設置時を100％とした減衰割

44

表１ 試験区の設定
使用資材［敷設］ブルーシート（＃3000，1.8m×3.6m）［被覆］ビニールシート（厚 0.01mm 二重）［被覆］ビニールシート［敷設］ブルーシート

1－1
1－2
1－3
1－4

空間線量率(µSv/h)

図1

使用目的
土壌からの汚染を排除
土壌以外からの汚染を排除
全ての汚染を排除

無処理

対照区

設置状況（全景）

図2

設置状況（1－3区）

0.500

100%

0.400

80%

0.300

60%

0.200

40%

0.100

20%

0.000

調査地Ａ

設置時を100%とした割合

試験区名

調査地Ｂ
調査地Ａ(割合)
調査地Ｂ(割合)
推計値(割合)

0%
設置

４か月

１年

１年４か月

２年
経過年月

図3

空間線量率の推移

調査地Ｂ

Cs137濃度平均値(Bq/kg)

調査地Ａ
25.0

25.0

20.0

20.0

15.0

15.0

４か月
１年
２年（算定値）
皮 12.6
材 N.D.

放射性セシウム分布割合
樹皮：材部=7:3
として算出

10.0

10.0

5.0

皮 16.6
材 4.4

皮 11.2
材 N.D.

皮 N.D.
材 N.D.

皮 N.D.
材 N.D.

皮 N.D.
材 N.D.

皮 5.2
材 N.D.

［参考］
樹木の放射性セシウム濃度の調査結果について,林野庁プレスリリース,2012.8.9

皮 4.4
材 N.D.

5.0

0.0

0.0
A-1-1
敷

A-1-2
被

A-1-3
被+敷

A-1-4
無処理

B-1-1
敷

B-1-2
被

B-1-3
被+敷

図 4 ほだ木のセシウム 137 濃度の推移

45

B-1-4
無処理

Ⅲ 安全なきのこ栽培管理の実証

21 栽培管理の実証 ―各種資材による汚染の低減効果―
群馬県林業試験場

要

旨

坂田 春生
平成26～28年度

群馬県内の空間線量率が0.20µSv/h程度（2014年8月現在）の林内ほだ場は、福島原発事故で汚染されていないほだ木を使用しても無視できない環境による汚染があることから、放射性物質を吸着する資材（フィルター、不織布）を使用して環境からの汚染低減効果を実証する試験を2014年から2か年行った。
その結果、資材の敷設と被覆との併用により低減効果が高まることが明らかになった。
今回使用した資材はブルーシート、ビニールシートより通気・透水性の利点があるが、不織布を被覆材として使用する場合は耐久性に問題があった。
果であったが、状況把握実証で使用した敷設材、被覆材はそれぞれブルーシート、ビニールシート
であるのに対し、本試験は放射性物質吸着材を含んだフィルター、不織布であり、前者と比較して通気・透水性に優る資材である。
今回、収穫量調査を行っていないが、通気・透水性資材の方が収穫量は良好であると推測される。

目的「ほだ場内の汚染状況の把握に関する実証」（以
下 状況把握実証）により、原木シイタケ栽培管理について、空間線量率が0.05µSv/h程度（2014年８月現在）の試験地Ａは、福島原発事故で汚染されていないほだ木を使用することで環境による汚染を考慮しなくてもよいことが明らかになった。一方、空間線量率が0.20µSv/h程度の試験地Ｂ
は、環境による無視できない汚染があるが、敷設材及び被覆材のどちらかの使用、とりわけ両者の併用によってほだ木の放射性セシウム137濃度を低減できることが明らかになった。そこで、本研
究は試験地Ｂにおいて、被覆材及び敷設材の種類を変えて試験を行った。

子実体への環境による影響
2015,2016年の春に、各試験区のほだ木毎に収穫したシイタケ子実体の放射性セシウム137濃度を測定した。資材利用による子実体濃度低減効果は明確にわからなかった。
しかし、どの試験区でも2015年より2016年の子実体の方が濃度が高くなり、注意が必要と思われる。

調査方法
状況把握実証と同じ試験地Ｂにおいて、市販の放射性物質吸着資材を使用して試験を実施した（表1）。試験区の設置状況を図１～４に示す。試験ほだ木、放射性物質濃度の分析方法等は状況把握実証と同様である。

今後の課題
敷設材として使用するフィルター、不織布は交換しなかったが、被覆材として使用する不織布は、2年間で2～3回交換を要した（表1）。これは、落枝による穴あきや、湿潤による強度低化を端緒とする破損によるものであった（図6）。今後耐久性を高める被覆方法や代替資材の検討が必要である。
今回の結果から、本県内の高汚染度のほだ場においては、非汚染ほだ木の使用はもとより、被覆材及び敷設材を併用した低減対策が有効であることがわかった。これは、原木シイタケ栽培管理指導のうえで重要な知見であり、行政や普及指導部
門への周知を図りたい。

敷設材及び被覆材の併用で低減効果大調査地別の回収ほだ木の放射性セシウム137濃度の推移を図5に示す。なお、図中のエラーバーは標準偏差を表す。
敷設材のみの2－1、2－2区、無処理の2－4区は経時とともにほだ木濃度が増加する傾向が見られた。一方、敷設材及び被覆材併用の2－3区は無処理区と比較して有意に低い値であった（TukeyKramerの多重比較）。状況把握実証でも同様な結

46

表１

試験区の設定

試験区名
2－1
2－2

2－3

2－4

使用資材
［敷設］プルシアンブルーフィルター（セシウムソーブフィルターPB100-5 大日精化工業㈱）［敷設］ゼオライト不織布（TT-除染シート SC1-B 特殊東海製紙㈱）①→②2014.10.3［被覆］①プルシアンブルー類似体不織布②→③2015.6.2（五大力 PBA1 小津産業㈱）損傷のため交換②ゼオライト不織布（ジークライト㈱）③プルシアンブルー不織布（試供品）［敷設］プルシアンブルーフィルター
無処理

対照区

図 1 設置状況（全景）

図 2 設置状況（2－1 区）

図3

図4

設置状況（2－2区）

設置状況（2－3区）

調査地Ｂ

Cs137濃度平均値(Bq/kg)

20.0

４か月

15.0
皮 17.0
材 N.D.

皮 16.6
材 4.4

１年
２年（算定値）

皮 12.810.0

材 N.D.

放射性セシウム分布割合
樹皮：樹幹=7:3
として算出

皮 4.8
材 N.D.

5.0［参考］
樹木の放射性セシウム濃度の調査結果について,林野庁
プレスリリース,2012.8.9

0.0
B-2-1
敷

図5

B-2-2
敷

B-2-3
被+敷

B-2-4
無処理

図6

ほだ木セシウム137濃度の推移

豪雨直後の被覆材状況（2－3 区）

47

Ⅲ 安全なきのこ栽培管理の実証

22 栽培管理の実証 ―ブルーシートが収穫量に与える影響―（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所 九州支所

要

関谷

旨

敦

平成26～28年度

ブルーシートを地面に敷くことにより、地面からの放射性物質の移行を防ぐ効果が期待される。一方、地面からほだ木への水分の移動が遮断されるため、シイタケの発生量が減少することも想定されることより、ブルーシートの有無が発生量に与える影響について調査した。その結果、ブルーシートはシイタケの発生量、個数に影響を及ぼさないことが明らかになった。その理由として、試験地は平たん地であったため、ブルーシー
トに水が溜まり、その水がほだ木に供給されることが想定された。

目的

結果

ブルーシートを地面に敷くことにより、地面か

平成26年度ブルーシート区、対照区のそれぞれ

らの放射性物質の移行を防ぐ効果が期待される。

の平均値は42.7 kg/m3、46.2kg/m3で、平成27年度

るため、発生量が減少することも想定される。し

成28年度ブルーシート区、対照区のそれぞれの平量の調査を行っている事例がないため、今回、発

ぞれ75.0kg/m3、74.5kg/m3であった（図1）。どのそれぞれの平均値は30.9kg/m3、25.7kg/m3で、平一方、地面からほだ木への水分の移動を遮断され均値は1.3kg/m3、2.7kg/m3で、全期間合計はそれかし、実際にブルーシートを敷くことによる発生
生量調査を行った。

年度も統計的に有意差はなかった。

試験方法

して、平成28年4月に熊本地震があり、ほだ木は地

28年度の収穫量は両区ともに少なかった理由と試験場所は、森林総合研究所九州支所内（熊本

面に倒れ、しばらくそのままの状態にしたことよ

市）の平地の人工ほだ場（写真1）内とした。使用り、害菌（カワラタケ）が発生したことが収穫量

ほだ木は、大分県産クヌギに平成25年植菌（品種：に影響したと考えられた。

全期間の収穫量において両区の有意差がなかっ

森産業ゆう次郎）し、仮伏せ、本伏せした2年ほだ木である。なお、ゆう次郎は春発生型の低中温性た理由として考えらえるのは、ブルーシートは水16cm、平均12.7cmで、長さは1.05mであった。平

シートに水が溜まり（写真4）、その水がほだ木にを通さないが、平坦地の場合、雨が降るとブルー品種である。ほだ木の中央直径は最小6cm、最大成 26 年 10 月 8 日 ホ ダ 場 に ブ ル ー シ ー ト （ 品 番

供給されていることが想定された。

#3000、横1.5m×縦2.5m）を敷き、その上に購入

図2は全期間における各区の子実体の傘の大きほだ木を合掌で組んだ区（ブルーシート区）およさの個数を比較した。合計の個数ではそれぞれ両びブルーシートを敷かない区（対照区）を設置し区ともに統計的な有意差はなかった。

た（写真2）。ブルーシート区はほだ木20本、対照

区は19本使用した。

48

写真 1 人工ほだ場の外観

写真 2 ほだ木設置状況

写真 3 子実体発生状態

写真 4 ブルーシートに雨水が溜まった状態

図 1 全期間での試験区別収穫量
注：平均±標準偏差ブルーシート区と対照区の間は５％水準で有意差なし
1600
1400

個数/ｍ3

1200
1000
800
600

ブルーシート区

400

対照区

200
0

L

M

S

子実体の大きさ図 2 全期間での試験区別個数
注：ブルーシート区と対照区の間は５％水準で有意差なし

49

Ⅳ 原木林再生に向けた技術開発

23 きのこ原木ぼう芽枝への放射性セシウム移行調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所

根田仁

杉本 恵里子栃木県林業センター

要旨

平成25～28年度

安全なシイタケ原木を確保するため、きのこ原木林でぼう芽更新した枝（コナラ）に含まれる放射性セシウムの濃度を測定し、今後の経年変化を予測することで、ぼう芽更新による原木林再生の効果を調査した。周囲の環境とぼう芽枝の放射性セシウム濃度の相関は高い。また、３年間でぼう芽枝の放射性セシウム濃度は低減しており、今後も続く可能性がある。今後、放射性セシウムのぼう芽枝への移行源を明らかにするとともに、本調査を継続していくことが重要である。

目的
安全なシイタケ原木を確保するため、きのこ原
木林でぼう芽更新した枝（コナラ）に含まれる放射性セシウムの濃度を測定し、ぼう芽更新による原木林再生の効果を調査する。同じ試験地で、ぼう芽枝及び切り株に含まれる放射性セシウム濃度の経年変化を調査し、今後の推移を予測する。

３年間でぼう芽枝の放射セシウム濃度は低減
2013～2016 年の間のぼう芽枝の放射性セシウ
ム濃度と空間線量率は、３年間で低減が見られた（図 2）。
Ｔ試験地では、３年間で、樹皮は 25％、材は92％、枝全体は 19％に放射性セシウム濃度が低減した。また、空間線量率は 53％に低減した。
Ｋ試験地では、３年間で、切り株は 49％、樹皮は 67％、材は、71％、枝全体は 54％に放射性セシ
ウム濃度が低減した。また、空間線量率(μSV/h)は 75％に低減した。
ぼう芽枝全体の放射セシウム濃度の低減は今後も続く可能性が考えられる。

調査方法と結果
栃木県の 2 試験地で調査した。切り株は、上面を厚さ 5cm の円盤状に切り落とし、そこから厚さ10cm に切断した円盤状部分を採取した。ぼう芽枝（樹皮部および材部）は、切り株から発生した枝の切り株から 20cm 離して先端部までの部分の樹皮部および材部を切り取った。また、切株土壌およびリターを採取した。
検体の放射性セシウム濃度をゲルマニウム半導体検出器（検出下限 5Bq/kg）で分析した。
さらに、切り株から 1～3ｍ離れた地上 1m と10cm 地点の 3 箇所の空間線量率を可搬型放射線測定器で測定した。結果を表 1 に示す。

今後の課題
ぼう芽枝には切株と同程度以上の放射性セシウ
ムが含まれていること、平成 25～28 年の３年間で空間線量率、切株及びぼう芽枝の放射セシウム濃度が低下する傾向にあることが判明した。
ぼう芽枝に含まれる放射性セシウムは、土壌からの吸収によるものか、切株からの転流によるものか、明らかでない。今後、ぼう芽枝を利用して原木林の再生を行うためには、放射性セシウムのぼう芽枝への移行経路を明らかにするとともに、今後も調査を継続していくことが重要である。

周囲の環境とぼう芽枝の放射性セシウム濃度の相関は高い
空間線量率、土壌（絶乾）、リター（絶乾）とぼう芽枝（含水率 12%)の放射性セシウムの濃度との間には正の相関があり、リターとぼう芽との相関が高かった（相関係数 0.91～0.95、図 1）。

50

表 1 平成 28 年の調査データの概要
放射性セシウム濃度 (Bq/kg)

試
料
数

空間線量率
（地上高 10cm）（μSV/h)

リター層

土壌

Ｙ市 Ｔ

3

0.143～0.190

1,560～
4,040

1,430～
5,060

Ｙ市 Ｋ

3

0.062～0.074

586～640

1,030～
1,400

調査地

ぼう芽枝

切り株

樹皮

材部

樹皮

材部

17～52

7～15

－

－

134

95～270

40～88

－

－

137

8～10

N.D.

9～13

N.D.

134

42～53

18～21

48～61

18～27

137

Cs-134Cs
Cs-137
Cs
Cs-134Cs
Cs-137
Cs

350
y = 0.0887x - 28.886
ｒ = 0.9449
切株

250(134Cs+137Cs・Bq/kg)

ぼう芽枝（樹皮）200

ぼう芽枝（材）y = 0.0331x + 8.107
ｒ = 0.9068

150

ぼう芽枝（全体）

100
y = 0.0263x - 0.3291
ｒ = 0.9496

50
0
0

1000

2000

3000

4000

5000

リターの放射性セシウム濃度(Bq/kg)
図１ リターとぼう芽枝・切株の放射性セシウム濃度（平成 28 年）

813
450
放射性セシウム濃度 (134Cs+137Cs・Bq/kg)

放射性セシウム濃度

300

400

2013

350

2014

300

2015

250

2016

200
150
100
50
0
樹皮(T)

材(T)

全体(T)

樹皮(K)

ぼう芽枝

材(K)

全体(K)

切株(T)

切株(K)

切株

図 2 ぼう芽枝の放射性セシウム濃度の経年変化（平成 25～28 年, 栃木県Ｙ市）

51

Ⅳ 原木林再生に向けた技術開発

24 部位別に測定したコナラぼう芽枝の放射性セシウム濃度調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所
茨城県林業技術センター

要

旨

根田 仁
井坂 達樹、福田 研介
平成27～28年度

同一の切株から成長したコナラぼう芽枝の枝間の放射性セシウム濃度の違いを調べ、主たる優勢な幹（主木）の放射性セシウム濃度を他の枝から推定することが可能性かど
うか検討した。主木の葉の放射性セシウム濃度は、幹より高く、幹から葉への移行係数
は、3.8～4.6 だった。また、同じ試験地の中の個体間のばらつきは大きかったが、同一個体内のぼう芽枝間の最大値と最小値の開きは、比較的小さかった。主木と副木、細木
及び葉との相関係数(r)は、正の相関が見られ、高かった。このため、各部位の間で相関が高く、当該個体の放射性セシウムの濃度の推定に使用できる可能性が高い。さらに別の地域で調査を行い、データを積み重ねることが重要である。
個体間の濃度のばらつきは大きい
主木(A)、副木(B) とも8個体の放射性セシウム
濃度の最大値と最小値の間には、3.6～3.7倍（A）、
3.9～15.0倍(B)の開きがあり、個体間のばらつきが大きかった。一方、同一個体内のぼう芽枝間の放射性セシウム濃度の最大値と最小値の開きは、1.0～1.5倍（A）、1.0～2.5倍（B)で比較的小さかった。

目的
原発事故以降に伐採されたコナラぼう芽個体を対象に、主たる優勢な幹（主木）の放射性セシウ
ム（137Cs）濃度と，主木から伸びた太枝や同じ切株からぼう芽した細い幹などの放射性セシウム濃度を測定、相関関係を調べ、主木（幹）以外の部
位から、主木の放射性セシウム濃度を推定することが可能かどうか判断する基礎的データを取得する。

主木と他の部位の放射性セシウム濃度の相関は高く、主木の濃度の推定に使える可能性が高い
主木と主木の側枝、副木、細木との相関係数(r)は、0.74～0.96(A)、0.50～0.87(B)となり、正の相関が見られ、高かった。主木と側枝は、A（H27）では0.96だったが、B（H28）は、0.30と低かった。

調査方法
平 成 24 年 1 月 に 伐 採 さ れ た 茨 城 県 中 南 部(0.18µSv/h・平成27調査・試験地A）及び平成23年秋に伐採された茨城県北部（0.079µSv/h・平成
28調査・試験地B）に位置するシイタケ栽培用原木
林のコナラぼう芽個体のうち、主木（幹1本）、副木（幹1本）、及び細木（幹2～4本）、主木から出た比較的太い側枝（1～4本）、主木の葉を採取し（図1）、放射性セシウム濃度（137Cs）を測定した。

今後の課題
各部位の間で相関が高く、当該個体の放射性セシウムの濃度の推定に使用できる可能性が高いと考えられた。しかし、検体数が少ないため、さらに別の地域で調査を行い、データを積み重ねることで、幹数が少ない個体の主木（幹）以外の部位
から主木（幹）の放射性セシウム濃度を推定する手法の開発が可能になる。
また、ぼう芽後の生育年数の異なる部位間の放射性セシウム濃度の関係を調べることが必要である。そして、今後、時間の経過による樹体内の濃度変化の影響を調査していくことが重要である。

主木の葉の放射性セシウム濃度は材よりも高い
主木、副木、細木及び側枝の放射性セシウム濃度の平均は、37～47 Bq/kg（A)、14～19Bq/kg（B)だったのに対し、主木の葉は、184Bq/kg（A)、59Bq/kg（B)で、幹より高く、当調査地の主木の幹から葉への移行係数は、4.6（A)、3.8(B)であっ
た。

52

主木

主木の側枝

副木

細木

図 1 調査対象としてコナラぼう芽枝（１本の切株から成長、右は林内での状態）

80.0

主木の放射性セシウム濃度(137Cs・Bq/kg)

70.0
60.0

y = 1.017x + 2.9622
r = 0.7999

50.0

y = 0.9158x + 0.4274
r = 0.9585

主木の側枝(A)40.0

y = 0.8254x + 2.4252
r = 0.7389

30.0

y = 0.7809x + 4.6785
r = 0.8740

0.0

y = 0.6397x + 4.8505
r = 0.7655

副木(B)
細木(B)

y = 0.6391x + 4.95
r = 0.4966

0.0

細木(A)
主木の側枝(B)

20.0
10.0

副木(A)

20.0

40.0

60.0

80.0

100.0

主木の側枝、副木、細木の放射性セシウム濃度(Bq/kg)
図 2 コナラぼう芽枝の各部位と主木（幹）の放射性セシウム濃度（137Cs）との関係（試験地 A、平成 27 年度調査、試験地 B、平成 28 年度調査）

53

Ⅳ 原木林再生に向けた技術開発

25 土壌養分吸収を介したナラ類の放射性セシウム吸収動態調査
山田 明義
大橋 洋二、杉本 恵里子、今井 芳典
井坂 達樹、福田 研介

信州大学農学部
栃木県林業センター
茨城県林業技術センター

要旨

平成24～28年度

福島原発事故から2年後の栃木県内のコナラ林で調査した結果、コナラ（根系、樹皮、丸太）の放射性セシウム濃度は、土壌放射性セシウム濃度と高い相関を示した。そこで、コナラ苗を用いたポット試験により土壌中の放射性セシウムが根系から吸収され地上部へ移行する可能性について検証した結果、苗全体（根、茎、葉）から放射性セシウムが検出された。この移行プロセスには、菌根菌が密接に関わっていた。さらに、このポッ
ト試験において、土壌にカリウム剤を投与した結果、コナラ苗の放射性セシウム吸収が低減した。また、野外に移植したコナラ苗に関しても、カリウム剤やゼオライトの施与が放射性セシウムの吸収低減に有効だった。福島原発事故から4年後に茨城県内で皆伐されたコナラ林にて、切株周辺にカリウム剤を施与した結果、施与から2年後の時点で、萌芽葉部の放射性セシウム濃度が低減した。
目的
安全なシイタケ原木を安定的に確保するため、以下の点を明らかにする。1）放射性物質を含む土壌上に成立するナラ林分における土壌と樹体（菌根根系、幹、葉）の放射性セシウム濃度の関係、2）放射性物質を含む土壌を詰めたポットに移植・養苗したコナラ苗の放射性セシウム吸収動態、3）ポット土壌へのカリウム剤の施与による、コナラ苗の放射性セシウム吸収の抑制効果、4）アカマツ実
生−菌根菌共生系をモデルとした森林樹木の放射性セシウム吸収動態、5）野外移植したコナラ苗における、カリウム剤施与による放射性セシウム吸収の抑制効果、6）コナラの萌芽更新に対するカリ
ウム剤施与効果。
方法
H24年8月栃木県内の3地点（土壌汚染レベル高
145KBq/m2、中107KBq/m2、低34KBq/m2）の林分で、それぞれ立木3本を伐採するとともに伐採木
周辺の土壌4点（0～15cm深）を採取し、放射性セ
シウム濃度を計測した。H25年6月、これら3地点の林分より土壌を採取しワグネルポット99本に詰め、長野県産のコナラ苗を2本ずつ移植した。土壌は無処理の対照区とカリウム剤施与区（カリウム換算で40.5g/m2）を設け、移植から半年後と1年半後の2回、苗の放射性セシウム濃度を計測した。ア
カマツ無菌実生にホンシメジを定着させた菌根苗を作成し、放射性セシウム汚染土壌に植え付け、苗の放射性セシウム濃度を計測した．H27年6月、栃木県内の1地点（中汚染地）で、0.3haの面積に144本のコナラ苗（長野県産）を移植し、地表にカリウム剤（カリウム換算で33.6g/m2年）とゼオラ
イト（1.2kg/m2年）を施与した。半年後と1年半後に苗の放射性セシウム濃度を測定した。H27年5月、茨城県内のコナラ皆伐地で、切株周辺にカリ
ウム剤（カリウム換算で132.8g/m2年）を施与した。
半年後と1年半後に、萌芽葉を採取し放射性セシウ
ム濃度を測定した。
結果の要約
1） コナラ樹体の放射性セシウム濃度は、土壌放射性セシウム濃度と相関がある。
2） コナラ苗は土壌から根系を介して放射性セシ
ウムを吸収する．この吸収プロセスには菌根菌が重要な役割を果たす（図1）。
3） 土壌にカリウム剤やゼオライトを施与すると、コナラ苗の土壌からの放射性セシウム吸収が低減する（図2）。
4） コナラの切株周辺にカリウム剤を施与すると萌芽葉の放射性セシウム濃度が低減する（図3）。
今後の課題
放射性セシウム汚染地においてコナラ林再生を行う際には、カリウム剤やゼオライトの施与が有望であるが、効果的な施与量は土壌条件や地形によって異なるため、さらなる知見の蓄積が必要である。また、施用による効果について長期的なモニタリングを行うことが望ましい。

54

1500

Cs濃度（ Bq /kg d w ）
137

1000

137

苗根系の

500

苗茎葉の

Cs濃度（ Bq /kg d w ）

1500

0

N-C N-I

L-C

L-I

H-C

1000

500

0

H-I

N-C N-I

L-C

L-I

H-C

H-I

図 1 アカマツ順化苗の根系（左）と茎葉（右）における放射性セシウム濃度（H26 年度試験）

2160
土壌 0 -5 cm
土壌 5 -1 0 cma140

放射性Cs濃度( Bq /kg d w )土壌の交換性K濃度（ m g K/g d w so il）

N-C：非汚染土壌－非接種区，N-I：非汚染土壌－接種区，L-C：低汚染土壌－非接種区，L-I：低汚染土壌－接種区，H-C：
高汚染土壌－非接種区，H-I：高汚染土壌－接種区． 吸収メカニズム解明のモデル系として，宿主にはコナラの代替にアカマツを使用（菌根菌のホンシメジはどちらの宿主とも共生関係を有する）．菌根形成した実生のみ，放射性セシウムが地上部にも移行している（右図）
．

1.5

1

b*
0.5 b

b*

a

a
b

b

a

120
100
80

a

Cont

K

Zeo

a

60

ab*

40

ab

b ab*

0

K+Zeo

ab

a

20
0

Root Cs
Shoot Cs
Leaf Cs

Cont

b

K

Zeo

b

b

K+Zeo

試験区

試験区

図 2 ⼟壌の交換性カリウム濃度（左）とコナラ苗の放射性物質濃度（右）（栃⽊県，H28 年度調査）
Cont: 対照区，K：カリウム剤施与区，Zeo：ゼオライト施与区，K+Zeo：カリウム剤・ゼオライト併施与区．左図の赤のバ
ーは 土壌 0－5cm 深，青のバーは土壌 5－10cm 深の値を示す． 右図の赤のバーは根部，青のバーは茎部，緑のバーは葉部の値をそれぞれ示す．異なるアルファベットは有意差を示す（P<0.05）．星印は対照区との有意差を示す（P<0.05）．

葉中放射性Cs濃度の2 0 1 6 /2 0 1 5 年比

葉中の放射性Cs濃度（ Bq /kg d w ）160
Rad io Cs Co nt
Rad io Cs K-ad d

140
120
100
80
60
40

y = 96.61 - 25.671x R= 0.4607
P=0.026943

2000

y = 93.866 * e^(-0.34092x) R= 0.45798

0.5

1

1.5

2

土壌中の交換性K濃度（ m g /g so il d w ）1.4
1 6 /1 5 ratio Cs Co nt
1 6 /1 5 ratio Cs K-ad d

1.2

y = 0.82656 - 0.26103x R= 0.65971
P=0.00061543

1

y = 0.84715 * e^(-0.47606x) R= 0.66413

0.8
0.6
0.4
0.2
0

0

0.5

1

1.5

2

土壌中の交換性K濃度（ m g /g soil d w ）図 3 ⼟壌中の交換性カリウム濃度と萌芽中の放射性セシウム濃度の相関関係（茨城県，H28 年度調査）
両グラフの赤丸は対照区，青丸はカリウム剤施与区を示す．相関係数は，全データ（赤丸と青丸）を一元的にまとめて求めている．土壌中の交換性カリウム濃度と萌芽葉中の放射性セシウム濃度は負の相関関係にある．

55

Ⅳ 原木林再生に向けた技術開発

26 非破壊検査装置によるシイタケ原木の放射性セシウム濃度測定の開発
石川 洋一、大橋 洋二
古河機械金属（株）つくば総合開発センター 吉野 将生、薄善行

全国食用きのこ種菌協会

福井 陸夫

栃木県林業センター

要旨

平成25～26年度

検体シイタケ原⽊数の増加による信頼性向上と効率性を ⽬ 的 と し て ⾮ 破 壊 検
査 装 置 に よる測定⽅法を検討した。当該装置は⾼感度シンチレーター結晶（Ce:Gd3(Al,Ga)5O12(Ce:GAGG)）と半導体受光素⼦を組み合わせた検出器で構成されている。被検体重量と機器換算係数の回帰直線の傾斜は原⽊や標準体積線源の含⽔率により異なることが明らかとなった。そこで、標準体積線源については、⽣⽊原⽊を直幹円筒状に加⼯したものに、⼀定量の放射性Csを染み込ませた紙を巻き付けた後、PEフィル
ムで覆い、その表⾯をFRPで加⼯したところ、Ge検出器と良好なデータの近似性が確認できた。この結果、原⽊は⾮破壊検査装置で測定できることを可能とした。
試験材料と⽅法概要
供試原⽊は2013年秋に栃⽊県産で放射性Csの沈着量が異なる地域のコナラと原発事故の影響を受けていない秋⽥県産と愛媛県産のコナラを使⽤した。
放射性Csの測定(Ce:Gd3(Al,Ga)5O12(Ce:GAGG)）（以下GAGG）と半導体受光素⼦を組み合わせた検出器を⽤い、Cs134とCs137の計数率を測定した。
この⽅法により測定した原⽊をおが粉にした後、Ge半導体検出器γ線スペクトロメータを⽤い測定した。標準体積線源については、その構造を原⽊に近づけるために、伐採直後の愛媛県産コナラ原⽊
を⽤い、樹⽪を除いた直幹丸太として、直径15、12、8cmに加⼯した後、放射性Csが全体の重量当たり100Bq/kg となるよう放射性Csを塗布した紙を巻付け、上からPEフィルムで包んだ後、強化プ
ラスチック（FRP）加⼯を施した。
原⽊中の放射性Csは樹⽪部に分布
IP読取装置を使⽤し撮影したところ、⼤半の放射性物質が樹⽪部(外樹⽪から内樹⽪)に分布していることが判明した（図1）。

を⽰し、⾮破壊検査による測定は、Ge分析に代えて使⽤可能であることが⽰唆された。
原⽊重量とBG（バックグラウンド）の関係
原発事故の影響を受けていない愛媛県産無汚染
原⽊を使⽤し、原⽊重量とBGの関係を調査した。
この結果、図3に⽰すように原⽊重量が重いとBGのカウント数が少ないことが明らかとなった。
⾮破壊検査測定に際しての機器換算係数
図3の結果から、原⽊の太さに応じてCPSから
Bq/kgを求める機器換算係数は変化すると推察された。このため、伐採直後の含⽔率40％無汚染原⽊を重量別に3本、伐採後3〜4ヶ⽉経過した含⽔率
34％無汚染原⽊を重量別に5本、そして放射性Cs無汚染原⽊（含⽔率15％、密度0.88）を透明塩化ビニールの筒に充填した標準体積線源を重量別に3本を測定した。この結果を図4に⽰した。被検体の含⽔率により、被検体重量と機器換算係数との回帰
直線の傾斜は異なることが明らかとなり、原⽊中の含⽔率把握が必要であることが判明した。
原⽊を標準体積線源とした試験結果
試験材料及び⽅法で記載した標準体積線源は、⾮破壊検査装置で測定した後、チェーンソーで切断し、切断粉砕物を集めてGe半導体検出器で測定した。この結果は図5に⽰すように、⾮破壊検査装置での測定と近似値となった。これにより、原⽊の放射性Cs測定はGe半導体検出器でなくても⾮破壊検査装置で⾏えることを明らかにした。

GAGG（⾮破壊検査装置）測定とGe半導体検出器
測定の間で⾼い相関
栃 ⽊ 県 内 の 放 射 性 Cs50Bq/kg 近 辺 の 原 ⽊ と
20Bq/kg 近辺の原⽊を⽤いて、GAGGで20回繰返
し測定をおこなった後、使⽤した原⽊を1cm幅の輪切りにし、おが粉を採取してGe半導体検出器で測定した結果(図2)、相関係数はr2=0.957と⾼い値

56

E

A

Y

S

E:愛媛県
S:さくら市

S

Y

Y:矢板市
A:秋田県

クヌギ

コナラ

図1 IP読取装置（下段写真）による原⽊中の放射性物質分布
非破壊検査装置

33.5

y=0.9193x+1.55
r2=0.957

50
40

20

31
30.5
30

10
0.0

20.0
40.0
Ge半導体検出器 (Bq/kg)

10
原木重量(kg)（参考）原木直径（cm） 8.1
11.4

60.0

5

11.5kg 標準体積線源（100Bq/kg）
97Bq/㎏※ 測定時値
Av.95.6

3

8

15
14.1

図3 ⾮破壊検査機における原⽊重量がBG（バックグラウン
ド）に及ぼす影響

Av.93.77

Bq/kg

180
170
160
150
140
130
120
110
100
90
80

0

条件：含水率40％、密度1.08、原木長さ90cm

図2 Ge半導体検出器測定と⾮破壊検査機測定との相関

機器換算係数（Bq/CPS）

32

31.5

30

0

33

32.5

CPS

⾮破壊検査装置(Bq/kg)

60

r2= - 0.918
y= - 0.2702x+34.35

34

13

重量（㎏）
■：原木；含水率40％、▲：原木；含水率34％

左：非破壊検査装置測定●：標準；含水率15％、密度0.88

右：Ge半導体検出器測定
図5 原⽊加⼯した標準体積線源を使⽤した
⾮破壊検査装置測定と同試料のGe測定

図4 原⽊⽔分別・重量別機器換算係数57

Ⅴ 野生きのこ、山菜の放射性物質移行調査

27 非破壊検査装置を用いた栃木県内3ヵ所の原木林原木の放射性セシウム濃度の測定
全国食用きのこ種菌協会
栃木県林業センター要

福井 陸夫
石川 洋一、杉本 恵里子

旨平成26～27年度

放射性Csの沈着量の異なる栃⽊県内3ヵ所のシイタケコナラ原⽊について、⾮破壊検査装置を使⽤し、放射性Cｓ（Cs134+Cs137）濃度の調査をおこなったところ、S市では、
指標値（原⽊⽔分12％のとき、50Bq/kg以下）を上回る原⽊が⼤半であった。I町では指標値を超える原⽊はなかった。U市では指標値以上の原⽊は9.4％あった。試験結果に基づき、信頼できる抜取数の計算を「最⼩サンプル数をｔ分布から計算する⽅法（⼩標本理論による⽅法）」に基づきおこなった。この結果、信頼⽔準を95％としたとき、S市では200本、U市では188本の抜取が必要であることがわかった。原⽊200本の抜取についてはさらに減少させることを⽬的として調査を継続している。
試験目的
県内放射性Cs沈着量による⾮破壊検査装置を⽤いた原⽊林の調査と抜取本数を検討する。

ベル17.05Bq/kg 以下の原⽊は7本であり、スクリーニングレベルと指標値の間の原⽊は13本であり、指標値を超える（不合格）原⽊はなかった。

試験材料と方法概要
調査原⽊林は、栃⽊県内で放射性Csの沈着量が異なる地域（S市：10K-30KBq/㎡、Ⅰ町及びU市：≦10KBq/㎡）の同地区原⽊林内でコナラ⽴⽊をランダムに地上⾼40cmで伐採した（図1）。伐採⽊は3mの⻑さとした後、⽟切し古河機械⾦属製⾮破壊検査装置で測定した。中央原⽊から円盤を2枚採取し⽔分測定した。
原⽊⽔分は104℃±2℃絶乾法で測定した。

U市の伐採玉切原木85本の放射性Cs濃度測定結果
原⽊85本の放射性Csの平均値は34Bq/kgであった。しかしながら、指標値をオーバーするものが8原⽊あった（図5）。
まとめ
放射性Csの沈着量が異なる栃⽊県内3ヵ所のシイタケコナラ原⽊について、⾮破壊検査装置で放射性Cs（Cs134、Cs137）濃度の調査をおこなった
ところ、空間線量率が0.071µSv/h程度の地域は指標値を超える原⽊が多く、空間線量率が0.032〜
0.052µSv/h程度の地域はスクリーニングレベル以
下の原⽊数が多くなると推察された。
1原⽊林で必要な抜取検査本数については、「最⼩サンプル数をｔ分布から計算する⽅法（⼩標本理論による⽅法）」を参考にした。S市とU市のデー
タは正規分布に従うと判断できた。これにより変動係数CV=σ√xを想定できたことから抜き取り本数の計算を試みた。この結果、信頼⽔準95％とした場合、S市では202本、U市では188本の抜取が必要であることが判明した。なお、100〜200本の抜取も労⼒的には⼤変な作業となるため、原⽊林の予備調査（数本の抜取試験）で原⽊林を選抜することにより、本格的な抜取調査の可能性をさらに追及していく必要がある。

調査地域の空間線量率
S市では0.071µSv/hr、Ⅰ町では0.032µSv/hr、U
市では0.052µSv/hrであった。
S市の伐採玉切原木61本の放射性Cs濃度測定結果
原⽊重量別放射性Cs測定結果について分散分析をおこなったところ、重量別では有意差がなく、4〜5㎏の軽い原⽊から15〜16㎏の重い原⽊での放射性Cs濃度には差がなかった（図2）。これら原⽊を⽣⽊状態と仮定（含⽔率40％）したときの度数分
布を図3に⽰した。この図からＳ市の原⽊の⼤半は指標値（原⽊⽔分40％のとき、34.1Bq/kg ）を超える原⽊であることが判明した。
Ⅰ町の伐採玉切原木20本の放射性Cs濃度測定結果
Ⅰ町の原⽊20本の放射性Cs濃度測定結果の度数分布を図4に⽰した。この結果、スクリーニングレ

58放射性Cs濃度（Bq/kg）

平

140
120
100
80
60
40
20
0

平均-SD

図1 栃⽊県原⽊採取地域（⽩抜）

図2 S市原⽊重量別放射性Cs濃度

Water content: 40％

14

13

12
度

8

8

数

6

6

SD: 18.915

6

歪度: 0.380

度 5

尖度: 2.809

数 4

5

4
2
0

n: 20
Average: 19.92

5

SD: 6.197

5

歪度: 0.701
尖度: 2.583

3

4

1

7

7

Average: 52.472

10

10Water content: 40％

8

n: 61

12

均

平均+SD

2

2
1

1

1

1

0

10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

10

15

20

25

30

放射性Cs濃度（Bq/kg）

放射性Cs濃度（Bq/kg）

図4 Ⅰ町原⽊放射性Cs濃度別度数分布

図3 S市 原⽊放射性Cs濃度別度数分布（参考）抜取検査本数：⼩標本理論による⽅法

30

26

25

23

20
度

15

数

12

類似した地形の原⽊林においては、原⽊毎の放射性Csを調査しn: 85

た場合、原⽊本数を増加させるとS市やU市のようにヒストグラ

Average: 23.185

ムは正規分布に近似していることが⽰された。したがって、・

SD: 8.04

⺟集団は正規分布に従うと仮定できる。・サンプル数ｎは⼩さ

歪度: 0.318

13

尖度: 2.939

10

5

5
0

Water content: 40％

5

くても良い（⼩標本）。・⺟分散σ2は未知でよい。とする「最⼩サンプル数をｔ分布から計算する⽅法（⼩標本理論による⽅法）」を採⽤した。（⼯業製品等の品質管理上での抜取検査JIS
規格等の違いを念頭において）

10

20

30

40

50

60

放射性Cs濃度（Bq/kg）
図5 U市原⽊放射性Cs濃度別度数分布［引⽤⽂献：構造⽤⽊材の強度試験マニュアル2011年3⽉（公財）⽇本住宅・⽊材技術センター、Ⅳ品質確認のための抜取検査⽅法、111-112⾴］

59

Ⅴ 野生きのこ、山菜の放射性物質移行調査

28 野生きのこ（マツタケ）の放射能調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所 小松 雅史

要旨

平成27～28年度

野⽣きのこの汚染の実態を把握するため、2015年、2016年に福島・岩⼿・⻑野の3県
でマツタケの調査を⾏い、きのことその近傍の堆積有機物・表層⼟壌をセットで採取し、放射性セシウム濃度の関係を調べた。
マツタケやその近傍⼟壌の放射性セシウム濃度は、調査市町村ごとの分布にまとまりがあり、全体としては⼟壌の汚染程度（蓄積量）の増加に伴ってマツタケの濃度は上昇した。しかし、⼟壌からマツタケへの放射性セシウムの移⾏のしやすさは調査地ごとにばらつきが認められた。要因解明のため、⼟壌の特性調査などが望まれる。
2年間の調査では各調査地のマツタケの濃度の変化傾向は認められなかった。
と2016年の中央値の⽅が低い採集地点が多かった
が、統計的には年変化による濃度の有意な増加または減少傾向は認められなかった。

目的
福島第⼀原発事故以降、福島県を中⼼として東⽇本の広域で野⽣きのこの出荷制限が⾏われている。そこで、⾷⽤の野⽣きのことして価値の⾼いマ
ツタケの汚染の実態を把握し、年変化の傾向や⼟
壌の汚染程度との関係を明らかにするための調査を実施した。
調査方法
図2に⽰した3県7市町村で2015年、2016年の秋に調査を⾏った。⻑野県の⾃治体Eでは2015年のみ調査を⾏った。岩⼿県の⾃治体Dでは3地点、福島
県と⻑野県では各市町村1地点の調査地を設定し、各調査地で3〜4検体のマツタケ、および近傍の堆積有機物と0-5cm鉱質⼟壌を層別に採取した。採取した試料は乾燥処理などの調整を⾏い、放射性
セシウム濃度を測定した。
きのこの濃度について
図2に市町村ごとに採取したマツタケの放射性
セシウム137濃度（⽣重あたり）の測定結果を⽰した。濃度の結果は対数化した箱ひげ図で⽰した。ひ
げの上端と下端は測定結果の最⼤値と最⼩値を、箱の中央の太線は中央値を、またひげから離れた点は外れ値をそれぞれ⽰している。結果を⾒ると、多くの市町村では、マツタケの放射性セシウム濃度のばらつきは10倍以内に収まり、市町村ごとの濃度の傾向があることが⽰された。
2015年と2016年のマツタケの濃度を⽐較する

60

土壌蓄積量とマツタケ濃度の関係について
図3にマツタケの⽣育する⼟壌の汚染程度の指標となる、リターと鉱質⼟壌のセシウム137合計蓄積量（1平⽅メートルあたりの放射性セシウム量）とマツタケのセシウム137濃度の対数値を⽰した。
マツタケ濃度・⼟壌蓄積量ともに、調査市町村ごとに⾒ると分布にまとまりが認められた。また、すべての市町村の結果をまとめて⾒ると、⼟壌蓄積量の増加とともにマツタケの濃度が上昇する傾向が認められ、⼟壌の汚染程度がマツタケの濃度に影響していると考えられた。ただし、福島県の⾃治体
Cと⻑野県の⾃治体Dで⼟壌蓄積量とマツタケの濃度の⼤⼩関係が逆転したり、⻑野県の⾃治体Gでは採集地点ごとに濃度が⼤きく異なったりするな
ど、⼟壌蓄積量だけでは説明出来ない例も認められた。
図3の実線はマツタケの濃度と⼟壌の蓄積量の⽐（⾯移⾏係数と呼ばれる）が⼀定である線を⽰している。⿊線上の点は⾯移⾏係数が10-3m2kg-1を、また⾚線上の点は10-2m2kg-1であることを⽰す。⾯移⾏係数は3×10-4 〜3×10-2 と調査地点ごとに⼤きく異なることが⽰された。このように⼟壌からマツタケへの放射性セシウムの移⾏のしやすさは調査地で異なることから、その要因を明らかにするた
めには⼟壌の特性調査などが必要となるだろう。

岩⼿県
⾃治体Ｄ

福島県
⾃治体Ａ−Ｃ⻑野県
⾃治体Ｅ−Ｇ
図 1 調査を⾏った県

図 2 調査市町村ごとのマツタケの 137Cs 濃度

原子力規制委員会の航空機モニタリング（Bq/kg ⽣重）

結果を地図として使用した。

放射性セシウム濃度は対数の箱ひげ図で示した。

図３

リターと⼟壌の 137Cs 合計蓄積量とマツタケの 137Cs 濃度の関係（2016 年）

両軸の値は対数化されている。黒線上の点、赤線上の点はそれぞれ面移行係数が 10−3 m2 kg−1、10−2 m2 kg−1 であることを示す。白抜きの点はマツタケの 137Cs 濃度が検出限界値以下であることを示す。

61

Ⅴ 野生きのこ、山菜の放射性物質移行調査

29 ゼンマイへの放射性セシウムの移行調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所
郡山女子大学

清野 嘉之、小松 雅史、赤間 亮夫、松浦 俊也
広井
勝

要

旨

平成27年度

福島県郡⼭市でゼンマイの⽣育地131か所を調べ、ゼンマイの葉のセシウム濃度と有意な関係を有する環境条件を明らかにした。ゼンマイの⽣育地で「⾼い放射性セシウム濃度の検出が⾒込まれる地点」は空間線量率が⾼く、上⽊やリターが多い場所であった。検体採取の際にこの情報を利⽤し、濃度が⾼いと⾒込まれる場所を優先して選ぶことにより、出荷制限解除のための検体採取の負担を軽減できる可能性がある。
出荷制限解除のための検体採取の負担を軽減できる可能性がある。また、空間線量率や上層⽊、リターの被覆率は、ゼンマイの⽣育地で⽐較的容易に測れるので、その情報を利⽤することにより、ゼンマイの出荷制限を解除するための検体数を減らせる可能性もある。

目的
10種を超える野⽣⼭菜が福島第⼀原発事故後に放射性セシウム濃度が⾷品の基準値を超え、出荷を制限されている。しかし、環境から野⽣⼭菜への放射性セシウムの移⾏とそれに影響を及ぼす条件に関する調査はほとんどなく、出荷制限の解除準
備に利⽤可能な情報も限られている。そこで、主要な野⽣⼭菜の情報収集の⼀環として、ゼンマイ（Osmunda japonica）を取り上げた。

残された課題しかし、ゼンマイの葉の放射性セシウム濃度のバラツキは想像以上に⼤きく、現在の予測モデル
は放射性セシウム濃度の違いの理由を⼗分に説明できていない。そのため、モデルを利⽤しても、検体採取の負担を「⼤幅に」軽減することにはならな
いかも知れない。ゼンマイの放射性セシウム濃度の⼤きなバラツキがゼンマイの特徴かどうかもまだ分からない。他の主要な⼭菜について同様の研究を⾏い、⽐較のケースを増やす必要がある。

調査方法
福島県郡⼭市で2015年7、8⽉に131か所の⽣育地（図1）を選び、ゼンマイの葉を各1検体、計131
検体採取した。ガンマー線スペクトロメトリーで放射性セシウムの濃度を調べた。
ゼンマイの葉の放射性セシウム濃度と関係する
環境条件
100検体を⽤いた解析で、ゼンマイの葉のセシウ
ム137濃度と有意な関係を有する環境条件は、空間線量率、上層⽊の被覆率、リターの被覆率であることが分かった（図2）。この結果をもとに、ゼンマイの葉のセシウム137濃度の予測モデルを作成し、31
検体のデータでモデルを検証した。
出荷制限解除のための検体採取の負担の軽減化の可能性「⾼い放射性セシウム濃度の検出が⾒込まれる地点」は空間線量率が⾼く、上⽊やリターが多い場所である。検体採取の際にこの情報を利⽤し、濃度が⾼いと⾒込まれる場所を優先して選ぶことで、62

図 1 ゼンマイの調査地（清野ら 投稿中）
１.郡⼭市東部森林公園、２.福島県林業研究センター、３.⼤槻公園、４.郡⼭市⾼篠⼭森林公園、５.逢瀬公園。６〜13 は検証データの採取地区。空間線量率は⽂部科学省（2013）にもとづく。

図 2 ゼンマイの葉のセシウム 137 濃度と関係する環境条件（清野ら 投稿中）

1

63

Ⅴ 野生きのこ、山菜の放射性物質移行調査

30 フキへの放射性セシウムの移行調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所

要旨

清野 嘉之、赤間 亮夫

平成28年度

日本の主要な山菜の一つであるフキについて、放射性セシウム濃度の特徴を調べた。
福島県の4つの町村でフキの生育地100か所を調べ、生のフキの葉柄1㎏当たりの放射性
セシウム濃度が100ベクレルや、出荷制限解除の際に目安とされる50ベクレル以上になる確率が非常に低くなる空間線量率の値を予測した。一方、フキの放射性セシウム濃度が季節によって大きく変わる可能性も示唆された。フキは利用期間が長いので、濃度の季節変化の実態を確認する必要がある。

目的
フキ（Petasites japonicus）は落葉性多年草で、山菜としての利用期間が春から秋までと、他の山菜より長い特長がある。日本の主要な山菜の一つであり、野生品もよく利用されることから、その放射性セシウムの特徴を調べた。
調査方法
福島県桑折町、葛尾村、楢葉町、天栄村（図1）で計100か所のフキの生育地を選び、2016年6月にフキの葉柄を採取した。ガンマー線スペクトロメ
トリーで放射性セシウムの濃度を調べた。
フキの葉柄の放射性セシウム濃度に関係する環境条件は空間線量率
空間線量率と葉柄の放射性セシウム濃度との間に有意な関係が認められた。そこで、空間線量率で放射性セシウム濃度を予測するモデルを作成
し、放射性セシウム濃度の95％予測区間を推定した（図2）。
食品の基準値や出荷制限解除の際の目安に対応す
る空間線量率95%予測区間の上限値について、食品の基準値である生の重量1㎏当たりの放射性セシウム濃度
100 ベクレルに対応する空間線量率の値を予測したところ、1時間当たりの放射線量が0.18マイクロシーベルトと算出された（図2）。空間線量率がこれより低ければ、フキの葉柄の放射性セシウム濃64

度が100ベクレル以上になる確率は非常に小さいと考えられる。同様に、出荷制限解除の際に目安とされる50ベクレルでは0.11マイクロシーベルトと算出された。
残された課題
今回の調査結果を検証するため、同じ年の4月に茨城県と福島県で採取したフキの放射性セシウム
濃度と比較したところ、空間線量率と濃度の関係
式の傾きに有意な違いはなかったが、6月の濃度は4月の数倍も高かった。このことは、フキの濃度が季節によって大きく変化している可能性を示唆している。このため、濃度の季節変化の実態を確認する必要がある。

図 1 フキを調べた４町村

図 2 空間線量率とフキの葉柄の放射性セシウム濃度の関係（清野ら 投稿中）
破線は 95%予測区間。

165

Ⅴ 野生きのこ、山菜の放射性物質移行調査

31 ワラビへの放射性セシウムの移行調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所

清野 嘉之、赤間亮夫、松浦 俊也

要旨

平成29年度

福島県いわき市、葛尾村、飯館村のワラビ群落でワラビの放射性セシウムを調べた。ワ

ラビの新芽のセシウム137（ 137Cs）濃度は⼟壌の 137Cs濃度とほぼ完全な相関 (r =0.913)があった。⼟壌からの137Cs供給が新芽の137Cs濃度を主に決定していると考えられる。調べたいわき市と飯館村のワラビ群落の⼟壌の交換性カリウム濃度は20 mg
100g-1以上が⼤半で、⽐較的⾼かった。カリウム施⽤によるワラビの放射性セシウムの吸収抑制の効果は⼤きくはないかも知れない。
(r = 0.757)があった。

目的
環境から⼭菜への放射性セシウムの移⾏は⼭菜の種類によって異なる場合や類似する場合がある。主要な⼭菜について情報を収集することにより、種の特性に応じて被ばくを軽減したり、出荷制限解除のための情報収集の負担を軽減したりする
データが得られると考えられる。そこで、福島県いわ き 市 、 葛 尾 村 、 飯 館 村 で ワ ラ ビ （ Pteridium
aquilinum）の放射性セシウムを調べた。

ワラビの物質循環の特徴と放射性セシウム
地下茎は⼟深7〜14cmの間の厚さ7cmほどの薄い⼟層 (地下茎層)にひしめいていた（図1右）。根
の83%は地下茎層にあり、地下茎層の上層に伸びる根は5%、リター層まで達する根はごく少なかった。ワラビの物質循環には、葉の枯死→リター層→
⼟壌→根を通る第⼀の循環と、地下茎・根の枯死→
⼟壌→根を通した地下茎層の辺りで進む第⼆の循環がある。バイオマスの過半が地下にあるワラビ
では、第⼆の循環の影響が⼤きいであろう。

調査方法
いわき市のわらび園（IO）、飯館村の2つのワラビ群落（IM、IU）、葛尾村のワラビ群落を調査地とした(図1左)。ワラビを採取しγ線スペクトロメトリ
ーで放射性セシウムの濃度を測定した。いわき市と飯館村ではリター、⼟壌も調べた。いわき市ではワラビの季節変化を調べ、カリウムを施⽤した。

管理によるワラビの放射性セシウムの吸収抑制
カリウム施⽤の効果は⼟壌中の交換性カリウム（K+）濃度が10 mg 100g-1以下といった、K+の乏しい⼟壌で⼤きい。調べたワラビ群落の⼟壌のK+濃度は、20 mg 100g-1以上が⼤半で、⽐較的⾼かった（図3）。カリウム施⽤によるワラビの放射性セシ
ウムの吸収抑制の効果は⼤きくはないかも知れない。ワラビの刈払いには、地下器官の137Csを葉経
由でリター層に移し、ワラビの根（による再吸収）から遠ざける効果がある。刈払いにより137Csのワ
ラビの新芽の濃度は減ると考えられる。

ワラビの葉の放射性セシウム濃度の季節変化
新芽のセシウム137（137Cs）濃度は春が最も⾼く、その後の濃度はより低かった（図2）。フキで⾒られたような夏期の⼤きな濃度上昇はワラビでは認められなかった。新芽の137Cs濃度は⼟壌の137Cs
濃度とほぼ完全な相関 (r = 0.913)があった。⼟壌からの 137Cs供給が新芽の 137Cs濃度を主に決定していると考えられる。

残された課題いわき市のわらび園で施⽤したカリウムの効果を2018年の春の新芽の 137Cs濃度で確かめる必要がある。

空間線量率とワラビの新芽の137Cs濃度との関係
空間線量率と新芽の 137Cs濃度の間には⼟壌の137
Cs沈着量を介した、間接的ではあるが強い相関66

図 1 ワラビの調査地（3 市村, 左）と地下茎・根（右。地下茎の切断面が白く見えている）
600

137Cs濃度 (Bq dry-kg-1)

500
400

刈払い
↓

新芽

300

成葉

200
100
0

地下茎
根
4/1

枯葉
6/1

8/1

10/1

12/1

2017年の月/日
図 2 ワラビの 137Cs 濃度の季節変化（いわき市わらび園）

土壌からワラビ新芽への137Csの面移行係数 (TFag, m2 dry-Mg-1)

10
y = 0.8099x0.0869
R² = 0.0017

いわき市
IO試験地

1

飯館村
IU試験地

0.1

10

飯館村
IM試験地

20

30

40

50

土壌の交換性カリウム濃度 (mg 100g-1)

図 3 土壌の交換性カリウム濃度と土壌からワラビの新芽への 137Cs の面移行係数

167

Ⅴ 野生きのこ、山菜の放射性物質移行調査

32 コシアブラへの放射性セシウムの移行調査（国研）森林研究・整備機構 森林総合研究所

要旨

清野 嘉之、赤間 亮夫

平成29年度

福島県の6町村でコシアブラとその⽣育環境におけるセシウム137（137Cs）と安定体セシウム（133Cs）の濃度を調べ、137Csの将来を推定した。コシアブラ樹体内の濃度分布から、根や葉の137Cs濃度は今後上昇していく可能性があると推定された。⽣態系における濃度分布からは、今後のコシアブラの新芽の濃度は、⼟壌の交換性カリウム濃度の⾼い林地では今より低く、交換性カリウム濃度の低い林地では今より⾼くなっていくと予想された。
野⽣コシアブラの⼭菜⽣産の適地は、⾃然条件で⼟壌の交換性カリウムが多い⼟地と考えられる。
部位の⽐率に近づくと考えられる。樹体内の137Cs
総量が減らなければ、根と葉の137Cs濃度は上昇していくであろう。これは、コシアブラの新芽の濃度が、事故による放射能の影響を受けた地域で経年的に増加している事実と符合する。

目的
⾃然物のセシウム133（133Cs)と異なり、福島第⼀原発事故により野外に放出されたセシウム137(137Cs)はまだ平衡に達しておらず、⽣態系内で移動を続けている。137Csの⽣態系や植物体内における現在の分布は、133Csの分布に近づいていく途中の姿と考えられる。133Csの濃度分布や代謝の特性を明らかにすることで、137Csの将来を推定できると 考 え ら れ る 。 コ シ ア ブ ラ (Eleutherococcus
sciadophylloides) について 137Csと 133Csの濃度分布
を調べた。
調査方法
2017年7⽉に福島県の只⾒町、南会津町、⾦⼭町、
川俣町、広野町（図1）で葉つき当年枝（以下、葉と呼ぶ）やリター、⼟壌の検体を採取した。2015
年春〜秋に只⾒町、川内村（図1）で採取した成⽊の各部位の検体と合わせ、γ線スペクロトメトリ
ーで137Cs、ICP-MSで133Cs濃度を調べた。
葉の137Cs、133Cs濃度の季節変化
葉の137Cs、133Cs濃度は、⼭菜にする新芽と7⽉の葉で⼤きくは違わなかった。
植物体内の濃度分布から見た、葉の137Csの将来
個体内の部位別濃度（図2）を⽐較すると、今後、⽣態系内での平衡に向けて137Csの移⾏が進むにしたがい、今は⼩さめの根や葉の137Cs /133Cs濃度⽐が⼤きくなって、事故前の幹枝外樹⽪を除く他の

68

生態系における濃度分布から見た、葉の137Csの将来
⼟壌のK+ 濃度が⾼いHRNではリターから葉に133
Csが移⾏しにくく、 137Csも移⾏しにくかった（図3a）。⼟壌にK+が少ないKNYでは、133Csが当年枝葉に移⾏し易く、137Csも移⾏し易かった（図3a）。
現在の葉/リター137Cs濃度⽐（図3b）が、133Csの濃度⽐に近づいていくとすると、将来、新芽の137Cs
濃度はHRNのような⼟壌のK+ 濃度の⾼い林地では今より低く、KNYのようなK+濃度の低い林地では今より⾼くなると予想される。
残された課題野⽣コシアブラの⼭菜⽣産の適地は⾃然条件で⼟壌のK+濃度が濃い⼟地がと考えられる。K+が少ない⼟壌ではK施⽤により⼟壌のK+濃度を⾼められる場合がある。将来予測と対処案を実際のデータで検証していくことが⼤切である。

川俣町

金山町

川内村
只見町
広野町

南会津町

図 1 コシアブラの調査地(6 町村,● 国有林, ● 民有林)

事故前幹外樹皮リター

事故前枝外樹皮
11月
黄葉

当年枝外樹皮
当年枝内樹皮
当年枝材

根皮
7–9月葉

5月葉
事故後枝>1y外樹皮
事故後枝>1y内樹皮
根材

事故前枝内樹皮事故前幹内樹皮
事故後枝材
事故前幹辺材
事故前枝材
事故前幹心材

図 2 コシアブラの部位と 133Cs, 137Cs 濃度(赤間ら 2017 に加筆)
10

a
KNY

1

KWM

TDM, MAZ

0.1

y = 1.7483x-0.488
R² = 0.1741

0.01

葉/リター137Cs濃度比

葉/リター137Cs濃度比

10

10

0.1

HRN

KNY

KWM

TDM, MAZ
y = 0.4823x0.3711
R² = 0.5456

HRN
0.01
0.01

100
土壌の交換性カリウム濃度 mg 100g-1

図3

1

b

0.1

1

10

100

葉/リター133Cs濃度比

土壌交換性カリウム濃度と葉/リター137Cs 濃度比(a), 133Cs と 137Cs の葉/リター濃度比(b)169Ⅴ 野生きのこ、山菜の放射性物質移行調査

33 タケノコへの放射性セシウム吸収抑制技術開発（国研）森林研究・整備機構

森林総合研究所

栃木県林業センター

要

旨

齋藤 智之
杉本恵里子
平成28～29年度

タケノコの放射性 Cs 濃度を低下させることを目的として、基となる竹林の除染試験と竹林内における放射性物質の分布の実態を調べた。試験は除染区と対照区とし、除染区の作業は①落葉の除去、②カリ肥料の施与、③伐竹の３つ全てを行った。
面積ベースの稈の齢別の放射性 Cs 蓄積量は１・２年生で既に少なく、3 年生以上と当年生で多いことが分かった。那須町では当年生稈でも蓄積量が多くならなかった。除染
効果は地上部では特に３年生以上の稈に出ていた。それ以外の齢の稈では除染作業による直接の効果も少なかった。地下部は処理により蓄積量が増えた。竹林全体の成長が活発になったことが考えられるが、除染処理からの時間経過が短く効果は確定的ではない。
目的
タケノコの放射性 Cs 濃度を低下させ、出荷制限を解除出来るような値にすることを目的として、基となる竹林の放射性物質の分布の実態を明らかにし、竹林の除染試験を実施する。安全なタケノコを生産するための栽培方法を確立させる。

竹林内の放射性 Cs 分布
放射性物質の竹林内の分布実態を明らかにするために除染試験の対照区の結果を示す。地上部は面積ベースの齢別稈の放射性 Cs 蓄積量（図 3）において共通していることは、１・２年生稈は時間変化に関わらず極めて低濃度になっていること、3年生以上の稈と場合によっては当年生稈が蓄積量が多いことである。竹稈の齢別の現存量配分にも依るが、放射性 Cs は竹林の中で偏った分布をしていることが明らかになった。地上部、地下部で比較すると地上部の方が蓄積量が多いという結果なので、根から放射性物質を再吸収している可能性も示唆された。

調査方法
栃木県日光市（2013 年試験開始）、那須町のモ
ウソウチク林に試験地を設定した。竹林内の放射性物質分布実態を調べることと除染試験による効果を示すため、除染区と対照区を設定した。面積ベースで放射性 Cs 蓄積量を算出するため、100 ㎡の現存量調査枠を各区に設定した。さらに、放射性 Cs 測定サンプルは地上部では齢の異なる竹稈を伐採し、葉、枝、稈を採取し、地下部は根、地下茎の部位のみ採取し測定した。除染処理は、１処理で①落葉等堆積有機物の除去、②カリ肥料の施与、③伐竹（間伐、密度管理）の 3 つの作業全てを行った。試験区の設定は 2016 年 7 月、除染作業は同年 8 月より開始した。測定は 2016 年の処理前、処理後、2017 年 9 月の 3 回行った。

竹林の除染効果
除染の効果は地上部の齢別では 3 年生以上の稈と当年生稈に出ている（図 3、4）。処理からの経過
時間がまだ短いこともあって、2016 年の除染処理の直接の効果が現れているが、当年生稈はその効
果さえも小さかった。タケノコの成長後の稈である当年生稈は基本的には放射性 Cs の全量が転流によるため、除染の直接の効果が現れにくいのは当然かもしれない。竹林全体としては、処理の効
果が地下部に出ており（図 5、6）、2017 年の値が処理区でむしろ高くなった。古い稈の伐竹により全体的に若返り成長が活発化し、根からの放射性Cs の再吸収量が多くなったことが示唆された。試験全体として処理からの経過時間が十分得られず、効果が限定的だったと考えられる。

タケノコの放射性 Cs 濃度
2017 年の春に発生したタケノコの放射性 Cs 濃度を測定した結果、処理の効果は見られなかった（図 2）。除染試験の処理後の経過時間がまだ 1 年以内と短いためだと考えられた。竹林全体にもっと除染作業を繰り返す必要がある。

70

放射性Cs濃度(Bq/kg)

那須町

200
150
100
50
0

日光市

対照区

処理区

図 2 タケノコの放射性 Cs 濃度（那須町）

セシウム蓄積量(Bq/100㎡)

図 1 調査値位置図

セシウム蓄積量(Bq/100㎡)

500,000
400,000
300,000
200,000
100,000

600,000

当年生

500,000

1年生

3年生以上

300,000

地上部全体

200,000
100,000
00
H28処理前

H28処理前

H29

H28処理後

H28処理後H29

図 3 那須町 対照区 地上部の蓄積量

図 4 那須町 処理区 地上部の蓄積量

800,000

600,000

対照区 地上部
対照区 地下部

700,000

セシウム蓄積量(Bq/100㎡)

セシウム蓄積量(Bq/100㎡)

2年生

400,000

600,000
500,000
400,000
300,000
200,000
100,000

500,000

H28処理後処理区 地上部

400,000

処理区 地下部処理区 タケ全体

300,000
200,000
100,000

0
H28処理前

対照区 タケ全体

0

H29

H28処理前図 5 那須町 対照区及び処理区の蓄積量

H28処理後H29

図 6 日光市 対照区及び処理区の蓄積量

71

索

引

あ

原木シイタケ…………………………………… 8,10
IP解析………………………………………………… 12

原木洗浄機………………………………………… 20

IPプレート…………………………………………… 8

原木洗浄効果……………………………………… 20

IP読取装置…………………………………………… 56

原木の放射性セシウム濃度………………………

6

アカマツ…………………………………………… 54

原木の放射性物質濃度……………………………

4

意見交換会………………………………………… 42

原木林…………………………………………… 6,58

移行係数…………………………………………

原木林調査……………………………………

4,8

18,24

移行調査…………………………………… 50,62,64

原木林の空間線量率……………………………… 6

移行メカニズム…………………………………… 8

原木露地栽培……………………………………… 26

イメージングプレートオートラジオグラフィー… ……… 12

高圧洗浄………………………………

A1層…………………………………………… 14,16,28

鉱質土壌…………………………………………… 60

KCl(塩化カリウム)………………………………… 32

コナラ……………… 4,6,20,22,26,50,52,54,56,58

汚染状況の把握…………………………………… 44

コナラ原木……………………………

汚染の状況調査…………………………………… 28

根系………………………………………………… 54

汚染の低減効果………………………………

20,22,24,40

20,26,56,58

さ

30,46

栽培管理……………………

汚染抑制対策……………………………………… 28

か24,38,40,42,44,46,48

山菜……………………………………

60,62,66,68

外樹皮……………………………………………… 12

シイタケ…… 4,10,12,18,24,28,30,32,46,48,52,58             解説書……………………………………………… 40

シイタケ原木……………………… 20,24,50,54,56

外部環境要因……………………………………… 16

シイタケ子実体中の放射性セシウム濃度…… 4,14

カリウム化合物………………………………… 32,34

シイタケの放射性セシウム濃度………………… 18

カリウム剤………………………………………… 52

子実体中の放射性セシウム…… 18,24,28,30,32,34

環境による汚染………………………………… 44,46

子実体中の放射性セシウム濃度……………………

γ線スペクトロメータ…………………………… 56

14,16,18,24,26,28,30,32,34

ガンマー線スペクトロメトリー……………… 62,64

指標値………………………………… 4,10,18,38,58

寒冷紗……………………………………………… 30

収穫量……………………………………… 26,46,48

技術交流会………………………………………… 42

出荷制限…………………………………… 38,60,62

基準値…………………………………… 16,38,62,64

出荷制限解除…………………………

きのこ原木…………………………… 4,6,12,42,50

樹皮の放射性セシウム濃度…………………… 6,28

菌根菌……………………………………………… 54

樹林内ほだ場……………………………………… 16

菌床・施設栽培…………………………………… 12

食品の基準値……………………………………… 64

空間線量率……………………………………………

除染方法…………………………………………… 12

6,10,14,16,22,26,28,30,44,46,50,58,62,64

人工ほだ場………………………………………… 10

クリタケ…………………………………………… 26

浸漬処理…………………………………………… 36

Ge検出器…………………………………………… 12,54

ゼオライト………………………………… 26,28,54

Ge半導体検出器…………………18,20,22,24,26,32,56

ゼオライト散布…………………………………… 28

ゲルマニウム半導体検出器……………… 12,44,50

ゼオライト紙……………………………………… 26

原木きのこ栽培管理……………………… 38,40,42

積算線量…………………………………………… 10

原木きのこ栽培管理に関するガイドライン…… 38

セシウム吸着……………………………………… 34

原木購入の際に注意すべき点…………………… 38

CSF…………………………………………………… 30

72

38,42,62,64

セシウムソーブフィルター……………………… 30

付着物の濃度……………………………………… 14

セシウム137濃度の予測モデル…………………… 62

ブルーシート……………………………… 44,46,48

説明会……………………………………………… 42

ブルーシート敷設………………………………… 44

洗浄効果………………………………………… 24,40

ＰＢ………………………………………………… 36

洗浄処理………………………………………… 12,20

プルシアンブルー………………………………… 36

洗浄ノズル………………………………………… 20

ＰＢ分散液………………………………………… 36

洗浄方法…………………………………………… 22

ぼう芽更新……………………………………… 12,50

ゼンマイ…………………………………………… 62

ぼう芽枝…………………………………… 12,50,52

た

放射能汚染地域…………………………………… 10
大根洗浄機………………………………………… 20

放射性セシウム… 4,6,8,12,18,20,22,26,28,30,32,

地上部へ移行……………………………………… 54

34,44,46,50,52,54,56,58,60,62,64

追加汚染…………………………… 12,14,22,28,30

放射性セシウム移行……………………………… 50

動力噴霧器………………………………………… 20

放射性セシウム吸収動態………………………… 54

土壌等からの汚染………………………………… 44

放射性セシウム吸収抑制……………… 26,30,32,34

土壌層……………………………………………… 28

放射性セシウム除去……………………………… 20

土壌蓄積量………………………………………… 60

放射性セシウムの移行……………… 4,26,60,62,64

土壌の放射性セシウム…………………………… 60

放射性セシウム濃度…………………………………

土壌養分吸収……………………………………… 54

4,6,18,28,30,32,50,52,54,56,58,60,62,64

な

放射性物質吸着材………………………………… 46
ナメコ……………………………………………… 26

放射性物質低減…………………………… 38,40,42

ナラ枯れ…………………………………………… 36

放射性物質の移行………………………………… 48

二次汚染………………………………………… 8,10

防草シート………………………………………… 28

はホースによる洗浄………………………………… 22
廃ほだ木の処理方法……………………………… 38

ほだ木…4,8,10,12,14,16,22,28,30,36,38,44,46,48

伐採後の原木……………………………………… 24

ほだ木（樹皮）中の放射性セシウム濃度…… 14,28

ハラアカコブカミキリ…………………………… 38

ほだ木中の放射性セシウム…………………… 4,22

ビニールシート………………………………… 44,46

ほだ木中の放射性セシウム濃度…… 4,16,22,28,30

非破壊検査……………………………… 18,24,56,58

ほだ木の追加汚染……………………………… 14,22

非破壊検査機…………………………………… 18,24

ほだ木上の付着物………………………………… 28

非破壊検査装置………………………………… 54,56

ほだ木の放射性物質濃度………………………… 44

被覆………………………………… 10,30,44,46,62

ほだ木の放射能汚染の経時変化………………… 14

被覆材…………………………………………… 44,46

ほだ場…………………… 10,14,16,22,28,30,44,46

標準体積線源……………………………………… 56

ホンシメジ………………………………………… 52

まヒラタケ…………………………………………… 26
フィルター……………………………………… 30,46

マツタケ…………………………………………… 60

フェロシアン化鉄……………………………… 30,36

マツタケの放射性セシウム137濃度……………… 60

や

フキ………………………………………………… 64
腐植層…………………………………………… 28,30

野外ほだ木………………………………………… 22

不織布…………………………………………… 30,46

野生きのこ………………………………………… 60

敷設材…………………………………… 14,30,44,46

葉柄………………………………………………… 6473

ら
落葉性多年草……………………………………… 64
落葉等堆積物……………………………………… 16
リター……………………………………… 50,60,62
K2SO4(硫酸カリウム)………………………………… 32
林内ほだ場……………………………

16,30,44,46

林野庁…………………………………… 4,18,38,42
露地栽培……………………

10,12,14,16,26,28,38

74