恩田裕一： 核実験起源のFalloutを利用した研究
Cs-137 （半減期30.2年）

森林および河川における放射線の長期モニタリングと放射性物質の移動との関連

起源：1950－1960年代に行われた核実験
Fallout Record
1600

Bq/m^21200

恩田裕一
筑波大学アイソトープ環境動態研究センター副センター長
福島大学環境放射能研究所 副所長

セシウム137の深度分布と侵食土砂量の平面分布
Fukuyama, T., Onda, Y., Takenaka, C., and Walling. D.E. (2008) Journal of GeophysicalResearch, Earth Surface 113, F02007, doi:10.1029/2006JF000657.

800
40001958 1963 1968 1973 1978 1983 1988 1993

およそ合計5kBq/m2

Walling (2003) modified国際協力

国内機関との協力

Technical Contract (No: 16791) 2011-2013
文科省「放射線量等分布マップ」の土壌採取プロトコル原案作成■2011年4/5-4/27「原子力発電所事故に伴い放出された放射性物質の分布状況等に関する緊急土壌測定調査」■「放射線量等分布マップの作成等に係る検討会」放射線量等分布マップの作成のための土壌採取プロトコルの原案の作成。
― 「放射線量等分布マップ関連研究に関する報告書：６．放射性物質の包括的移行状況調査」の執筆。
■「福島第一原子力発電所事故に伴う放射性物質の第二次分布状況等に関する調査研究検討会」委員。

■Japan PT
2012：「第1回IAEA-筑波大学 放射性核種測定技能試験」（国内20機関）
2013：「第2回IAEA-筑波大学 放射性核種測定技能試験」（国内50機関）■2013年度：IAEA「guidelines on vegetation sampling for Environmentalmonitoring purposes」に専門家として招聘■2013～2018年 国際共同研究：CRP 「Online Data Management and GeoVisualization Platforms for Nuclear Emergency Response in Food andAgriculture」会合に招聘■ 「福島第一原子力発電所事故に伴う放射性物質の長期的影響把握手法の確立に向けた検討会」■フランス(IRSNと,森林における放射性核種の移行モデルの共同研究。
（仏政府・AMORAD ：€287,568 2013-2019)■TOFU（JST･J-RAPID)：2011-2012, AMORAD 2013-2019
フランスLSCEと河川流域内における放射性物質の移行と下流域への影響評価 （科学技術振興機構）■水環境モニタリング手法についての技術支援。
■ 「森林の除染・放射性物質拡散防止等に関する検討委員会」委員として「森林における放射性物質の除去及び拡散抑制等に関する技術的な指針」の策定に関与。

■放射性物質の土壌侵食による移動の研究。（イギリス・Royal Society)■プリマス大学と放射性物質の河川を通じた移行に関する共同研究。
6

ほか多数

領域代表：
筑波大学 恩田裕一■「東日本大震災復興支援委員会 放射能対策分科会」の特任連携会員として「提言：放射能対策の新たな一歩を踏み出すために」の執筆。ほか多数。

研究対象地

福島県伊達郡川俣町

2012‐2017
これまでは，放射性核種の環境動態を総合的に扱う学問はなかった

広葉樹混合樹林

研究対象地

約100人の研究分担者

林内外調査地点
山木屋地区

スギ林（壮齢林、若齢林）

相互作用の理解が必要

新たな研究領域の創出

森林への吸着 2011年4/28日採取
2500

Cs-137インベントリー (kBq/m2)

F204159985

F154159980

F10Northing4159975

隣接する森林（スギ）と牧草地にトランセクトを設け，U‐8容器を直接差し込む方法で，境界から5m間隔（それぞれ20mまで）で5cm深の土壌を採取した。

F54159970

森林G54159965

G10
G154159960
4159955

G20N

牧草地

4159950
475075 475080 475085 475090 475095 475100 475105 475110(m)

Easting

図 土壌サンプリング地点の位置図

9森林

82000

7

空間線量率

61500

54100032500

10

森林‐牧草地境界

牧草地

空間線量率 (μSv/h)
表面線量率(Cs‐137 約1000 kBq/m2)

G20 G15 G10(20m)
1(15m)
2(10m)
3G5(5m)4F5(5m)
5F10 F15(10m)
6(15m)
7F20(20m)
80※括弧内は境界からの距離

サンプリング地点
土壌サンプリングを行ったトランセクト

牧草地

9

森林

90

8

空間線量率

80

770

660

550

440

330
202

101

0

4月末，川俣町山木屋地区：森林‐牧草地境界からの距離とCs‐137インベントリーの関係

G20 G15 G10(20m)
1(15m)
2(10m)
3G5(5m)4F5(5m)
5F10 F15(10m)
6(15m)
7F20(20m)8

空間線量率 (μSv/h)
表面線量率I-131インベントリー (kBq/m2)

100

スギ林の林床・樹冠の状態

0※括弧内は境界からの距離

サンプリング地点
図 森林‐牧草地境界からの距離とI‐131インベントリーの関係

ヨウ素は，ほぼ林床まで落ちるが，セシウムは，4月末，7割方スギ樹体に吸着観測体制

調査森林の概要
樹冠

①分布調査
②移⾏調査
・⾼さ別葉の採取 ・林内⾬、樹幹流、落葉等
・In-situ測定のセシウム濃度測定（計数率・空間線量率）

H24年3⽉ポータブルGe検出器

林内⾬

樹幹流

スギ壮齢林
1200/ha

スギ若齢林
3300/ha

広葉樹混合林（ナラ、アカマツ）
2500/ha

樹幹流サンプラー

観測期間：2011年7⽉〜

137Cs concentration (kBq/kg)

サンプル処理方法
林外⾬、林内⾬、樹幹流

森林内観測タワー

リタートラップ

林内雨サンプラー（冬季は林内雪）#18

137Cs concentration (kBq/kg)

リターサンプル

Fresh leaves
Dead leaves137Cs concentration (kBq/kg)

100μmのステンレスメッシュに通し粗⼤有機物等を除去

137Cs concentration (kBq/kg)

葉、⼩枝、枝、樹⽪等を⼿作業で分類

Young cedar
137Cs concentration (kBq/kg)

137Cs concentration (kBq/kg)

Mature cedar

Geガンマ線検出器で放射性セシウム濃度測定

Broad‐leaved

(a) 林内雨に含まれるセシウム137濃度
500(b) スギ若齢林

60,00050,00040,00040,00040,00030,00030,00030,00020,00020,00020,00010,00010,00010,000000

葉の採取時期

葉の採取時期(c) 広葉樹混合林

300
200
1000400(c) 広葉樹混合林

300
200
1000400
300
200
1000(b) 落葉等に含まれるセシウム137濃度
400,000(a) スギ壮齢林

葉の採取時期※調査実施年度に展葉した新しい葉を採取し、放射性セシウム濃度を測定した

300,000

200,000

100,0000

図１400,000

400,000(b) スギ若齢林
300,000

200,000

100,000

0

セシウム137濃度（Bq/kg）

50,000

セシウム137濃度（Bq/kg）

60,000(a) スギ壮齢林

400500(b) スギ若齢林

セシウム137濃度（Bq/kg）

50,000広葉樹混合林

セシウム137濃度（Bq/kg）

セシウム137濃度（Bq/kg）

60,000スギ若齢林

セシウム137濃度（Bq/kg）

新葉に含まれるセシウム137濃度の経時変化
スギ壮齢林

500

(a) スギ壮齢林

セシウム137濃度（Bq/kg）

結果(c) 広葉樹混合林

300,000

200,000

100,000

0

図２

図５

森林サイトにおける土壌中のセシウム‐137濃度の深度分布

林床の放射性セシウム計数率の測定（左から第1回，第2回，第3回，第4回調査結果を示す）

67% from φ1.6m area
33% from φ1.6m < area

測定される計数率の67%は、検出器Ge結晶の中心から直径1.6m以内に存在する放射性物質に由来

ポータブルゲルマニウム半導体ガンマ線検出器を用いて、林床の49地点（定点観測地20点）でセシウム137計数率と空間線量率を計測

Young ceder におけるポータブルGe検出器による2011/7/17と2011/9/8の林床137Cs放射能の比較

沈着量の変化

137Cs 放射能(CPS)

林床面モニタリング

2011/7/17

Young cederおけるポータブルGe検出器による2011/7/17と2011/9/8の林床137Cs放射能の比較
137Cs 放射能Young cederおけるポータブルGe検出器による2011/7/17と2011/9/8の林床137Cs放射能の違い
7/17と9/8の137Cs
測定値の差分(CPS)(CPS)

2011/7/17

2011/9/8

2011/9/8

Mixed broad leaf forests
137Cs 放射能

137Cs 放射能(CPS)(CPS)

2011/9/8

2011/7/17

2011/9/8

結果
ポータブル検出器による林床のセシウム137計数率の経時変化

スギ壮齢林
600
500
400300200100(a) スギ壮齢林

スギ若齢林
600

(b) スギ若齢林

500
400
300200100※林床の49地点での測定値を箱ひげ図にして示した

広葉樹混合林600

セシウム137計数率（cps）
Cs-137計数率 (cps)

7/17と9/8の137Cs
測定値の差分(CPS)

Cs-137計数率(cps)
セシウム137計数率（cps）

Broad leaf ポータブルGe検出器による2011/7/17と2011/9/8の林床137Cs放射能の違い

Cs-137計数率 (cps)
セシウム137計数率（cps）

2011/7/17

Broad leaf

500
400
300
200100(c) 広葉樹混合林

森林内の空間線量率の垂直分布(c) 広葉樹混合林
Dose rate (μSv/h)
空間線量率（μSv/h）(a) スギ壮齢林

2.5

Dose rate (μSv/h)
空間線量率（μSv/h）
2.5

2.0

1.5

1.0

0.5

2.0

1.5

1.0

Dose rate (μSv/h)
空間線量率（μSv/h）

0.5

0.0

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

Top(14.2 m)
7th(12.4 m)
6th(10.6 m)
5th(9.0 m)
4th(7.2 m)
3rd(5.5 m)
2nd(3.7 m)
1st(0.9 m)
Ground

斜面下方

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5Top(13.9 m)
7th(12.0 m)
6th(10.3 m)
5th(8.5 m)4th(6.7 m)
3rd(5.1 m)
2nd(3.3 m)
1st(0.6 m)

Dose rate (μSv/h)
空間線量率（μSv/h）
0.00.0河川湖沼の放射線モニタリングと濃度の実態

Ground

斜面上方

Doserate (μSv/h)
空間線量率（μSv/h）
2.5

2.0

1.5

1.0

斜面上方

斜面下方

(b) スギ若齢林
0.5

Dose rate (μSv/h)
空間線量率（μSv/h）
0.0

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

Top(10.6 m)
4th(7.7 m)

測定実施日

3rd(5.9 m)
2nd(4.2 m)
1st(1.6 m)
Ground

斜面下方

斜面上方

H23.7.25
H23.9.8
H23.10.21
H23.11.27
H24.1.10
H24.2.18H24.5.12
H24.7.19
H24.9.29
H25.3.5
H25.5.23
H25.7.1
H25.9.9

図６

http://www.env.go.jp/jishin/monitoring/report_method-w_1303.pdf

川底土：比表面積と放射性同位体濃度の関係

川底土：
比較のためには，放射性同位体濃度の粒度補正が必要○セシウムは細粒な土壌粒子に吸着されやすい（比表面積が大きいため）○基準粒度を決定し，粒度組成の違いによる放射性同位体濃度への影響を補正

土砂の放射性同位体濃度
Enrichment Ratio  
 供給源土壌の放射性同位体濃度 （He and Walling (1996) を改変）

■堆積土砂の粒度補正係数P’の求め方

土壌中のCs‐137濃度は，比表面積の0.65乗に比例He and Walling (1996) Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 30, pp. 117‐137.

セシウムは細粒な土壌粒子に吸着されやすい細粒粒子が集積するとCs‐137濃度が飛躍的に上がる（場合によっては，100倍以上）→いわゆる“マイクロホットスポット？”の形成
高濃度のセシウム(Bq/kg)が検出されたことによって，“高濃度汚染地域“というのは間違った解釈。

S P '   ds  S ms v

ここで，Sds；堆積土砂の比表面積 (m2/g)
Sms；運搬される土砂の比表面積 (m2/g)v；放射性核種の土壌粒子への吸着特性をあらわす定数（137Csは0.65；イギリス，デボンの土壌の場合）

4000

4000

阿武隈川 滞留部
3500

3500
3000
Cs‐137（Bq/kg）

Cs‐137（Bq/kg）

3000

y = 5438.2x0.6479

2500

R² = 0.8727

2000

2500
2000
1500
1000

1500
500
1000

0
粒度
補正前

500
00.1

0.20.3比表面積（m2/g）

阿武隈川河口部

0.40.5阿武隈川滞留部

1200
阿武隈川 河口域
1000
y = 4386.2x1.1509
R² = 0.638
800
Cs‐137（Bq/kg）

0粒度
補正後

600

400

200

000.050.10.15比表面積（m2/g）

0.20.25

阿武隈川河口部

900
真野川 河口域
800
700

Cs‐137（Bq/kg）

600
500
400
300
200

y = 2385.4x1.4545
R² = 0.5667

100
000.050.10.150.2
比表面積（m2/g）

0.250.3

真野川河口部まとめ• 森林：森林内の空間線量率の時間変化傾向について、樹冠部では物理半減期よりも早い減少速度を示した。一方、地上1mの空間線量率は森林によって異なる時間変化傾向を示した。
• 河川海洋；• 堆積物中のCs‐137濃度の粒度依存性の考慮が必要• 河川滞留部や、湖沼では，溶脱着により，粒径補正した場合「同一の」濃度となっている可能性• 海洋における，粒度依存性のデータを算出し、放射線計測値との校正が必要