福島における植物と藻類の放射性セシウム汚染

福島における植物と藻類の放射性セシウム汚染：
その現状と将来について

その現状と将来について

Journal of Plant Research 127 2014 JPR SymposiumCurrent status and future control of cesium contamination in plants and algae in Fukushima  ōã*ȬȪƨȫĽōŚƅæ Springer ƨ7ƘǛ# 9 Journal of Plant Research Ǳ ƶ 127

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Mimura T, Fujiwara T, Fukuda H (2014) As plant scientists who faced the Fukushima nuclear disaster. J
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Mimura T, Mimura M, Kobayashi D, Komiyama C, Sekimoto H, Miyamoto M, Kitamura A (2014)

Radioactive pollution and accumulation of radionuclides in wild plants in Fukushima. J Plant Res 127(1). doi: 10.1007/s10265-013-0599-6

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Yamashita J, Enomoto T, Yamada M, Ono T, Hanafusa T, Nagamatsu T, Sonoda S, Yamamoto Y (2014)
Estimation of soil-to-plant transfer factors of radiocesium in 99 wild plant species grown in arable lands

1 year after the Fukushima 1 Nuclear Power Plant accident. J Plant Res 127 (1). doi:
10.1007/s10265-013-0605-z

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Kawai H, Kitamura A, Mimura M, Mimura T, Tahara T, Aida D, Sato K, Sasaki H (2014) Radioactive
cesium accumulation in seaweeds by the Fukushima 1 Nuclear Power Plant accident—two years’monitoring at Iwaki and its vicinity. J Plant Res 127 (1). doi: 10.1007/s10265-013-0603-1

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Terashima I, Shiyomi M, Fukuda H (2014) 134Cs and 137Cs levels in a meadow, 32 km northwest of the

Fukushima 1 Nuclear Power Plant, measured for two seasons after the fallout. J Plant Res 127 (1). doi:
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Kobayashi D, Okouchi T, Yamagami M, Shinano T (2014) Verification of radiocesium decontaminationfrom farmlands by plants in Fukushima. J Plant Res 127 (1). doi:10.1007/s10265-013-0607-x

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Ohmori Y, Inui Y, Kajikawa M, Nakata A, Sotta N, Kasai K, Uraguchi S, Tanaka N, Nishida S,

Hasegawa T, Sakamoto T, Kawara Y, Aizawa K, Fujita H, Li K, Sawaki N, Oda K, Futagoishi R,

Tsusaka N, Takahashi S, Takano J, Wakuta S, Yoshinari A, Uehara M, Takada S, Nagano H, Miwa K,

Aibara I, Ojima T, Ebana K, Ishikawa S, Sueyoshi K, Hasegawa H, Mimura T, Mimura M, Kobayashi
NI, Furukawa J, Kobayashi D, Okochi T, Tanoi K, Fujiwara T (2014) Difference in cesium

accumulation among rice cultivars grown in the paddy field in Fukushima Prefecture in 2011 and 2012.
J Plant Res 127 (1). doi:10.1007/s10265-013-0616-9

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Ohmori Y, Kajikawa M, Nishida S, Tanaka N, Kobayashi NI, Tanoi K, Furukawa J, Fujiwara T (2014)
The effect of fertilization on cesium concentration of rice grown in a paddy field in Fukushima
Prefecture in 2011 and 2012. J Plant Res 127 (1). doi:10.1007/s10265-013-0618-7

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Sekimoto H, Yamada T, Hotsuki T, Fujiwara T, Mimura T, Matsuzaki A (2014) Evaluation of theradioactive Cs concentration in brown rice based on the K nutritional status of shoots. J Plant Res 127(1). doi:10.1007/s10265-013-0614-yȯȮȭıôǏūŔũ7ıôĔOLC`ȬcCƽ6,NThiQC`=Ț´9Ǐ¢Ȩ ďƿǚ
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Global searches for microalgae and aquatic plants that can eliminate radioactive cesium, iodine andstrontium from the radio-polluted aquatic environment: a bioremediation strategy. J Plant Res 127 (1).
doi: 10.1007/s10265-013-0596-9iii

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Mimura T, Mimura M, Komiyama C, Miyamoto M, Kitamura A (2014) Measurements of gamma(!)-emitting radionuclides with a high purity germanium detector: the methods and reliability of ourenvironmental assessments on the Fukushima 1 Nuclear Power Plant accident. J Plant Res 127 (in thisissue). doi: 10.1007/s10265-013-0594-y

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As plant scientists who faced the Fukushima nuclear disaster
Tetsuro Mimura1, Toru Fujiwara2, Hiroo Fukuda3
Department of Biology, Graduate School of Science, Kobe University, Rokkodai, Nada, Kobe 657-8501, Japan1

Department of Applied Biological Chemistry, Graduate School of Agricultural and Life Sciences, the University

2of Tokyo

Yayoi, Bunkyo-ku, Tokyo 113-8657, Japan
Department of Biological Sciences, Graduate School of Science, The Universisty of Tokyo,

37-3-1 Hongo, Bunkyo-ku, Tokyo 113-0033, JapanȬPlant
Key words: 137CsȬ134CsȬF1NPPȬFukushima Daiichi Nuclear Power PlantȪƪûƶl²ã¢ƘȞġȫscienceȪŚƅƭæȫ
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福島における野生植物の放射性物質汚染と放射性核種の蓄積
三村徹郎 1，三村真理 1，小林大輔 2，小宮山千代 3，関本均 4，宮本昌明 5，北村晃 3
1

神戸大学大学院理学研究科 生物学専攻〒657-8501 兵庫県神戸市灘区六甲台町 1-1
2

福島県立医科大学医学部細胞統合生理学講座〒960-1295 福島県福島市光が丘１番地

3

神戸大学大学院海事科学研究科 マリンエンジニアリング講座〒658-0022 兵庫県神戸市東灘区深江南町 5-1-1
４

宇都宮大学農学部〒321-8505 宇都宮市峰町 350
5神戸大学研究基盤センター アイソトープ部門〒657-8501 兵庫県神戸市灘区六甲台町 1-1

Radioactive pollution and accumulation of radionuclides in wild plants inFukushima
Tetsuro Mimura1, Mari Mimura1, Daisuke Kobayashi2, Chiyo Komiyama3, Hitoshi Sekimoto4,
Masaaki Miyamoto5, Akira Kitamura3
1

Department of Biology, Graduate School of Science, Kobe University, Rokkodai, Nada, Kobe,
657-8501 Japan.

2

Cellular and Integrative Physiology, School of Medicine, Fukushima Medical University, Fukushima,960-1295 Japan.
3

Department of Marine Engineering, Graduate School of Maritime Sciences, Kobe University,
Fukae-minami, Higashi-nada, Kobe, 658-0022 Japan.
4

Faculty of Agriculture. Utunomiya University, Utunomiya 321-8505, Japan.

5Center for Support to Research and Education Activities, Kobe University, Rokkodai, Nada, Kobe,
657-8501 Japan.

Key words: Contamination of wild plants（野生植物の汚染），137Cs，134Cs，Fukushima Daiichi Nuclear Power
Plant（福島第一原子力発電所），Radionuclides（放射性核種）
Mimura et al.-1

要 旨
福島における野生植物と土壌の放射性物質汚染状況を，2011 年５月〜2012 年 10 月にかけて，イメージングプレート（オートラジオグラム）とゲルマニウム半導体検出器を用いて計測を続けた。オートラジオグラムを用いた測定から，2011 年 3 月に生育していた野生植物は，3 月 12 日から 15 日にかけての福島第一原子力発電所の水素爆発，（損傷による）原子炉圧力低下，ベント作業により排出されたフォールアウトにより強く汚染されていることが判った。放射能の大半は，植物の表面に吸着した
フォールアウトによるものであることが示された。また，多くの草本植物を福島で継続的に採集し，その放射能をゲルマニウム半導体検出器で測定した。2011 年 3 月に生育していた植物は高いレベルの134

Cs と 137Cs の存在を示したが，2011 年 7 月以降は放射能は急速に減衰し，最終的には内生の 40K よ

りも低いレベルになった。この間，土壌の放射能は高いままであった。2011 年７月以降に採集された植物の放射能の多くは，植物表面に付着した土ぼこりによるものではないかと考えている。福島で栽培したイネと大阪で栽培したイネのオートラジオグラムはほとんど同じ像が得られた。これは 40K の自然放射能によるものと考えられる。
略号 F1NPP 福島第一原子力発電所

１．はじめに2011 年 3 月 11 日に，巨大な地震と津波が東日本を襲った。この自然災害は，その地域に壊滅的打撃を与え，福島第一原子力発電所が被った大きな被害は，137Cs，134Cs，131I といった大量の放射性核種を，福島県を中心とした広い範囲にまき散らすこととなった。
この災害に対し，日本の植物科学者有志が集まり，野生植物や作物の放射性物質汚染の状態を調べることとした。本号（JPR シンポジウム）には，この２年に渡る活動成果が，貴重なデータとして発表されている。
日本政府の原子力規制委員会（Nuclear regulation authority；NRA）は，福島地域の陸域および海域における放射性物質の継続的モニタリングデータを発表している（http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/index.html）。
農林水産省は，農産物の放射能レベルを報告している（http://www.maff.go.jp/e/quake/press_110312-1.html）。
広範囲の生態系における樹木や灌木，あるいは少数の草本植物を含む野生植物の放射能レベルについても多くの報告がある（Sakamoto et al. 2012; Smolders and Tsukada 2011; Tagami et al. 2012; Tanaka et al.
2013; Tazoe et al. 2012; Yoshihara et al. 2013）。海洋水やプランクトンのモニタリング結果もいくつか発表されてきた（Buesselera et al. 2012; Inoue et al. 2012; Yoshida and Kanda 2012）。特に農産物の放射性物質汚染は，広範囲に測定され，その食品としての安全性が厳密にコントロールされているが，野生植物の状態には，あまり注意が払われているようには見えない（Furuta 2012; Higaki et al. 2012; Sakamoto et al.
2012）。本研究では，野外の草本植物といくつかの樹木について，その放射性物質汚染を，イメージン
グプレート（オートラジオグラム）とゲルマニウム半導体検出器によるγ線測定によって，明らかにMimura et al.-2している。サンプルは，数ヶ月毎に福島県内で採集され，草本植物，樹木，土壌の放射能の変化が測定された。F1NPP による放射性 Cs と自然放射性核種である 40K による放射能を定量的に比較した。
1986 年のチェルノブイリ事故以降，膨大な量の論文が汚染地域における野生植物の状態を報告して来た。これらの研究は，様々な野生植物による放射性物質の取り込みや分配について，その生理作用とともに，重要な先駆的データを与えてきた。一方，福島において我々が進めてきた野生植物の放射性物質汚染の状態の測定も，この地域における放射性物質汚染の管理のために，重要な知見を与えるものと思われる。

２．材料および方法
２−１．植物材料
福島県における野生植物と土壌，2011 年 5 月から 2012 年 10 月の期間，継続的に採集された。採集場所は次の２カ所である。ここでは，サイト 1（福島市，北緯 37 度 39 分東経 140 度 32 分，福島第一原発から約 50km）とサイト 2（本宮市，北緯 37 度 30 分東経 140 度 28 分，福島第一原発から約 50km）とする。どちらも水田地帯であり，ここで採集した大部分の野生植物は，水田周囲とその近くの畑地の畦に生育していたものである。植物に付着している土は，可能な限り手で除去したが，植物サンプ
ルを水で洗った訳ではない。土壌は，園芸用のスコップで表面から集めることとしたが，植物の根や腐植が多数含まれていた。イネのサンプルは，福島県いわき市（北緯 37 度 10 分東経 140 度 43 分，福島第一原発から約 40km）で栽培されたものと，大阪府八尾市（北緯 34 度 37 分東経 135 度 38 分，福島第一原発から約 570km）で栽培されたものを用いた。福島で採集された全てのサンプルは神戸大に送り，数日以内に放射能が測定された。

２−２．放射性物質のオートラジオグラム
福島で採集されたサンプルは，新鮮な状態のままポリビニルフィルムで包み，写真を撮った。いく
つかの植物については，流水で洗い，イメージングの前にペーパータオルで拭き取った。各サンプルをイメージングプレート（富士写真フィルム）にセットし，5 日間露出した後，イメージアナライザー（Typhoon9400,GE ヘルスケア・ジャパン）を用いて，50mm の解像度で解析した。この分析手法では，個別の核種を区別して測定することは出来ない。

２−３．放射能の測定
福島で採集されたサンプルのγ線放射量は，神戸大学に設置されていた高純度ゲルマニウム半導体検出器で測定された。測定の詳細は，この特集号の以下の論文に記述されている（Mimura et al. 2014）

Mimura et al.-3

３．結果と考察
３−１．福島における野生植物のオートラジオグラム
図１は 2011 年 9 月 7 日にサイト 2 で採集されたササ（Sasa palmate）の写真（a）とオートラジオグ
ラム像（b と c）である。図 1b は，サンプルを水で洗浄する前の像で，図 1c は，洗浄後のものである。

図１ 2011 年 9 月 7 日に採集されたササ(Sasa palmate)の写真（a）とオートラジオグラム
像（b，c）。b は洗浄前、
c は洗浄後のオートラ
ジオグラム像である。

オートラジオグラム像に見られるドットは，F1NPP から放出された放射性物質に由来するフォールアウト（核爆発後に空気中に飛散する危険度の高い放射性のチリ）と思われる。フォールアウトの状態
は，水での洗浄前と後で大きな違いはなかった。ドットは放射性物質の存在を表し，手で洗い流せる
ものではなかった。このサンプルが採集されたのは，F1NPP の事故後既に 6 ヶ月が経過しており，葉表面に付着した放射性物質の一部は，既に雨で洗い流されていたものと思われる。それでも，放射性核種によるドットがサンプル表面にまだ明らかに存在していた。
図 2 は，2011 年 6 月 1 日に，サイト 2 で，木本植物として採集された，イチイ（Taxus cuspidate）とコナラ（Quercus serrata）の写真（a と b）とオートラジオグラム像（c と d）である。イチイのオート
ラジオグラム像（図 2b）は，F1NPP の爆発前に既にあった古い組織（灰色の矢印）には，放射性物質が蓄積しているが，爆発後に成長したと思われる若い組織（黒色の矢印）には，放射性物質の蓄積がほとんど見られないことを示している。高純度ゲルマニウム半導体検出器で測定されたγ線放射量は，古い組織では 134Cs は 13,011.0 ± 113.7 Bq･kg 乾重-1 で，137Cs は 15,060.0 ± 176.0 Bq･kg 乾重-1 だが，新しい組織では 134Cs は 349.0 ± 39.4 Bq･kg 乾重-1 で，137Cs は 296.5 ± 43.2 Bq･kg 乾重-1 だった。ここから考えられることは，サンプルから見出された放射能の大半が，フォールアウトに含まれる放射性物質によるものであるということである。オートラジオグラム像からは，若い組織でも放射能の存在が見られるが，これは葉に付着した土ぼこりか，あるいは古い葉などで吸収された放射性物質の転流によるものであろう。
コナラでは，ここに示した葉は，全て爆発後に展開したものである（図 2c）。オートラジオグラム像
では，わずかな放射能が検出されるだけであった。葉には小数のドットが見出せる。ゲルマニウム半導体検出器で測定されたγ線放射量は，134Cs は 1,653.3 ± 71.2 Bq･kg 乾重-1 で，137Cs は 1,532.5 ± 88.4 Bq･
kg 乾重-1 だった。このオートラジオグラム像を測定する手法では，異なる放射性核種を区別すること
Mimura et al.-4

図２ 木本植物として，2011 年 6 月 1 日にサイト 2 で採集されたイチイ（a, b）とコナラ（c, d）の写真（a, c）とオートラジオグラム像（b，d）
。
（b）の灰色の矢印は，前年（2010）に成長していた葉を示し、F1NPP の爆発が生じた時には，既に存在していた。
（b）の黒色の矢印は，2011 年の事故以後に成長したものを示している。

は出来ない。図 2d で見出された少量の放射能は，一部は放射性 Cs によるものと思われるが，自然放射性物質である 40K にも由来する可能性がある。コナラにおいても，放射性 Cs については二つの可能性がある。一つは，植物体の他の組織，すなわち根や古い葉からの転流によるものであり，あるいは
図 1，2，3 で見られたような強いドット像にはならない非常に細かい土ぼこりによるものである。

図 3 サイト 2 で地面から回収された落ち葉の写真（a）とオートラジオグラム像（b）。上の二枚は、F1NPPの爆発前の2010年に落ちたもので、下の 3 枚は、爆発後の 2011 年の秋に落ちたものと推定される。全ての葉は、2011 年 10 月 4 日に
サイト 2 で集められた。

図 3 は，サイト 2 で地面から集められた落葉のオートラジオグラム像である。図の上二つは，2010
年かそれ以前に落ちたものであり，下の三枚の葉は，2011 年の秋に新しく落葉したものと思われる。
実際，古い落ち葉の 134Cs は 106,560.0 ± 544.7 Bq･kg 乾重-1 で，137Cs は 2,025.1 ± 233.9 Bq･kg 乾重-1 だった。F1NPP の爆発時に，古い落ち葉は，既に地面にあり放射性核種を含むフォールアウトが，葉の表
Mimura et al.-5

面に付着したと考えられる。一方，2011 年秋に落ちた葉のわずかな放射能は，落葉後の土による汚染
か，落葉前に葉の表面に付着した土ホコリを含むフォールアウトによるものであろう。

３−２．野生植物と土壌のγ線放射能の経時変化
上記オートラジオグラム像による測定と同時に，他の植物についても経時的に放射能汚染の状態の測定を続けた。ツメクサ（Trifolium spp.）（図 4）とスギナ（Equisetum arvense）（図 5）を採集し，根と付着した土壌を手で可能な限り除去してから，その茎葉部の放射能を測定した。いずれの植物でも，
2011 年 6 月以前に採集された最初のサンプルの内いくつかは，3 月の終わりには既に成長を始めていて，F1NPP から放出されたフォールアウトで汚染されていたと考えられる。それらのサンプルは，134Csと 137Cs から放出される極めて高い放射能を含んでいた。夏には，新しい茎葉部が成長を始め，それは最初のフォールアウトにはさらされなかったことから放射能は低く，翌年も似たような状況が続いた。

図4 2011 年6 月から2012 年10 月にかけて採集されたツメクサの仲間（Triforium spp.）で測定された放射性核種 134Cs（灰色），137Cs（黒色），40K（ドット）それぞれの放射性含量の経時変化。挿入図は2011 年 7 月 23 日にサイト 2 で採集された同種類の植物の写真とオートラジオグラム像。

図5 2011 年6 月から2012 年10 月にかけて採集されたスギナ（Equisetum arvense）で測定された放射性核種 134Cs（灰色），137Cs（黒色），40K（ドット）それぞれの放射性含量の経時変化。挿入図は 2011
年6 月1 日にサイト1 で採集された同種類の植物の写真とオートラジオグラム像。

図 4 と 5 では，少ないサンプルと測定器を利用できる時間が限られていたことで，測定数は 2 ないし3 程度である。さらに，一つのサンプルは複数の植物個体を含んでいるため，少数の個体が他よりも高いレベルの放射性物質を含んでいる場合，平均値が大きく影響を受けることが想定される。2012 年に採集されたサンプルでは，放射性 Cs からの放射能は大きく軽減されていた。これらの放射能がどのような Cs から来ているかを考えると，一つは植物が直接土壌から Cs を吸収した場合，もう一つは，放射性土壌の土ぼこりが表面に付着したことが考えられる。実際，植物体のオートラジオグラム像には，少数のドットが見い出せる（図 4，5 の挿入写真）。これらの植物体では，2011 年後半と 2012 年
Mimura et al.-6においては，放射性 Cs からの放射線より，自然放射性核種である 40K からの放射能の方が高かった。
このことから，オートラジオグラム像の大半は，40K によるものである可能性高い。
予備的な測定で，土壌サンプルの放射能も測定した（附表 1）。ここでは，土壌は表面から採取され，一回しか測定されていない。最初の土壌サンプルの放射能は，3000〜6000 Bq･kg 乾重-1 で，2012 年の秋になっても数千 Bq･kg 乾重-1 であることに変わりはなかった。こうして，もし土壌粒子が葉の表面に付着すると，その植物体サンプルの放射能が上がることが想定される。
草と木の放射能汚染を比較するために，サイト 1 で生育するウメの木の葉と枝についてその放射能を測定した。これらの測定でもサンプル数は 1 である（附表 2）。附表 2 が示すように，2011 年の春に生育していた枝は高い放射能を示したが，2012 年に成長した枝は，わずかな放射能しか示さなかった。
2011 年夏前に採集された葉は，2012 年に成長した葉よりは高い放射能を持っていた。2012 年の葉の放射能が，2012 年の新しい枝より放射能が高い理由は判らない。広い面積を持つ葉がより土ぼこりを吸着するのか，放射性 Cs が実際，葉では小枝より高く蓄積されるのかもしれない。

３−３．福島と大阪のサンプル間でのγ線放射能の比較
図 6 は，刈り取られたイネのオートラジオグラム像である。図 6a と b は福島県いわき市で栽培されたイネで，図 6c と d は大阪府八尾市で栽培されたイネである。両者のオートラジオグラム像は良く似

図 6 福島県いわき市で栽培されたイネ（a，b）と大阪府八尾市で栽培されたイネ（c，d）の写真とオートラジ
オグラム像。

ている。大阪で栽培されたイネが F1NPP から放出された放射性物質をかなりの量受け取っているとは考え難い。実際，大阪と福島は 570 km 以上も離れているのである。
表 1 は，この二つの地域で栽培されたイネの葉の放射能を表している。福島で栽培されたイネは，
Mimura et al.-7

自然放射性物質である 40K と同様，明らかにあるレベルの 134Cs と 137Cs を含んでいる。一方，大阪で栽培されたイネは 40K のみを含んでいて，測定できるような放射性 Cs は見出せなかった。従って，大阪で栽培されたイネのオートラジオグラム像は，40K からのγ線によるものに違いない。

４．謝	
  辞	
 
	
  我々は，植物や土の採集を許可して下さった大河内利康氏，大内家の方々，筒井和美氏に強く感謝する。この研究は，三井物産環境基金，日本学術振興会からの研究資金と，文部科学省による科学研究費補助金に支援され進められた。

５．引用文献等	 Buesselera, K.O., Jayne, S.R., Fisher, N.S., Rypin, II, Baumann, H., Baumann, Z., Breier, C.F., Douglass, E.M.,
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Mimura et al.-8

Tagami, K., Uchida, S., Ishii, N., & Kagiya, S. 2012. Translocation of radiocesium from stems and leaves of plants
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Mimura et al.-9

附表 1. 土壌サンプルの放射能
土壌表面サンプルの放射能 (Bq kg 乾重–1)
サイト 1

サイト 2

水田畦
134

畑地

水田畦

137

Cs

40

134

137

Cs

40

134

137

Cs

40

6月1日 5973.3

6404.6482.2

3224.83499.3289.93998.44859.5569.4

2011 7月23日 2017.3

2312.0375.51736.01931.7381.2

5117.85762.0208.0

10月4日 1643.6

2002.9239.71171.71395.6274.92980.33487.2714.8

5月25日 未測定

未測定

未測定

3892.05721.9388.1

3869.75577.5353.9

2012 6月22日 3547.6

5449.7575.3

3827.55960.9

271.5

未測定

未測定

未測定

10月27日 2436.0

4154.3604.2

2891.74947.1

284.3

未測定

未測定

未測定

Cs

K

Cs

K

Cs

K

附表 2. ウメの木における放射能
ウメの木における放射能（Bq kg 乾重–1）
古い枝
134

Cs

2011

2012

葉
137

Cs

新しい枝

134

137

134

137

Cs

Cs

Cs

Cs

6月1日

2,228.00

2,543.30

415.86508.69

未測定

未測定

10月4日

1,854.20

2,149.10

未測定

未測定

未測定

未測定

11月15日1,457.50

1,775.60

283.96329.71

未測定

未測定

5月25日

2,465.70

3,081.60

119.33177.14

未測定

未測定

6月22日

未測定

未測定

105.65161.84

10月27日未測定

未測定

103.67148.61

Mimura et al.-10

37.25
36.12

48.99

福島第一原子力発電所事故から 1 年後の放射能汚染農地に生育した野生植物 99 種における土壌から植物体への放射性セシウム移行係数の評価
山下 純 1・榎本 敬 1・山田 雅夫 2・小野 俊朗 2・花房 直志 2・永松 知洋 2・園田昌司 1・
山本 洋子 1
1 岡山大学資源植物科学研究所〒710-0046 岡山県倉敷市中央 2-20-1

2 岡山大学自然生命科学研究支援センター

光・放射線解析部門鹿田施設 〒700-8558

岡山市北区鹿田 2-5-1

Estimation of soil-to-plant transfer factors of radiocesium in 99 wild plant
species grown in arable lands 1 year after the Fukushima 1 Nuclear Power
Plant accident
Jun Yamashita 1・Takashi Enomoto 1・Masao Yamada 2・Toshiro Ono 2・Tadashi Hanafusa 2・Tomohiro Nagamatsu 2・Shoji Sonoda 1・Yoko Yamamoto 1
1

Institute of Plant Science and Resources, Okayama University, Chuo 2-20-1, Kurashiki,
Okayama 710-0046, Japan

2

Shikata Laboratory, Department of Radiation Research, Advanced Science Research Center,
Okayama University, Shikata 2-5-1, Kita-ku, Okayama 700-8558, Japan

Keywords： Fukushima 1 Nuclear Power Plant accident・Phytoremediation・Radiocesium・Transfer factor・Weed management

要 旨2011 年 3 月の東日本大震災にともなう福島第一原子力発電所の事故から 1 年後以降，同原発からの放射性物質に汚染された農地に生育した野生植物 99 種について，
地上部に含まれる放射性セシウム（134Cs，137Cs）の乾燥重量あたりの放射線量（Bq kg DW1）を放射性 Cs 濃度（[Cs]）として測定した。調査された農地は，福島県飯舘村の水田 3 ヶ所と畑 1 ヶ所である。植物試料は，2012
年以降に生長した地上部であり，一年生草本か夏緑性の多年生草本が殆どである。調査は 2012
Yamashita et al.-1

年 4 月，7 月，10 月の 3 回にわたって行われた。調査地の植物と表層土壌（厚さ 5 cm）について測定した乾燥重量あたりの [Cs]から，それぞれの種について移行係数（transfer factor，TF = [Cs]plant/ [Cs]soil）が算出された。土壌，植物種ともに[Cs]のばらつきが大きかったが，ヘビノネゴザ，タニヘゴ，ヒメクグなどでは TF は比較的高い値（0.4 以上）を示し，一方エゾノカワヤナギ，カナムグラ，カモジグサなどでは著しく低かった（0.01 未満）。さらに，水田と畑の両方で採取された11 種について TF を比較すると，同じ種では畑に比べて水田での TF が高い傾向が見られた。また，耕地雑草群落の地上部刈り取りによる土壌中放射性セシウムの除去効率を推定したところ，実用性に乏しいことが分かった。
キーワード：福島第一原子力発電所・ファイトレメディエーション・放射性セシウム・移行係数・
雑草管理

１．はじめに2011 年 3 月に起こった東日本大震災に伴う福島第一原子力発電所の事故によって，発電所から多量の放射性物質が放出され，発電所の北西，福島県飯舘村に達する地域に高濃度の放射能汚染地が集中した（Chino et al. 2011）。
これらの地域を汚染した主な放射性物質はヨ，セシウム 134
ウ素 131（131I，半減期約 8 年）
，セシウム 137（137Cs，（134Cs，半減期約 2 年）
半減期約 30 年）であった。これら放射性物質の土壌中における深度分布の調査例によれば，
例えば 2011 年 4 月 28 日の川俣町（飯舘村に隣接）における住宅敷地内の調査例では，土壌中の 134・137Cs と 131I の 80 %が深さ 2 cm までの表層土に集中していた（Kato et al. 2012）。
また，2011 年 10 月 14 日に Endo らが行った
南相馬市の水田での調査例によると，地表面から深さ 30 cm までの土壌のうち，耕起がされていない場合には放射性 Cs は地表面から深さ 5 cm までの土壌に集中し，耕起が行われた場合には Cs 濃度は深さに依存しなくなった（Endo et al. 2013）。
Cs は第 1 族元素のアルカリ金属であり，その陽イオン（Cs+）の化学的性質は同じアルカ

図 1 福島県飯舘村における調査区の位置（a）と概観（b）。調査区（R1，R2，R3，F1）は，福島第一原
子力発電所の北西約 39―44km に位置する。2011 年
3 月の放射能汚染事故から 1 年以上が経過した 2012
年に調査区の写真撮影を行った。R1（4 月 26 日），
R2（7 月 3 日）
，R3（10 月 15 日），F1（7 月 4 日）。

Yamashita et al.-2

リ金属であるカリウムの陽イオン（K+）によく似ている。Cs は植物の必須元素ではないが，Cs+として根から吸収され，その移送は主に 2 種の経路（K+チャネルと K+トランスポーター）によると思われる（Zhu and Smolders 2000）。Cs 吸収に関与するいくつもの遺伝子がシロイヌナズナ（Arabidopsis thaliana (L.) Heynh.，アブラナ科）で報告されており，それには電位非感受性陽イオ
ンチャネル（例 環状ヌクレオチド感受性チャネルの AtCNGCs）（Kanter et al. 2010）や高親和性（Kobayashi et al. 2010，Qi et al. 2008）が含まれる。しかし，
K+トランスポーター族（例 AtHAK5）植物における Cs 吸収の機構はまだ十分には解明されていない。
水耕栽培の場合とは異なり，放射性 Cs に汚染された土壌における植物による Cs 吸収効率は，土壌と植物の両方の系が原因で生じる様々な因子の影響を受ける。例えば，土壌の種類やカリウ
ム含有量などを考慮する必要がある（Zhu and Smolders 2000）。また，植物種それぞれが持つ根系の特徴も，土壌の表層 5 cm に集中する放射性 Cs の吸収効率に影響すると思われる。
公共施設や住宅，土壌の除染事業は始まっているが，高濃度の汚染地域での除染の進捗はまだ限定的であるように思われる。飯舘村では，原発事故以来，2012 年 4 月時点で農耕地の耕作が中断され，耕地雑草を中心とした多くの野生植物種が旺盛に繁茂しつつあり，雑草管理をどのようにするかが耕作者らにとっての大きな問題になっている。雑草の管理に際して，まずそれに含まれている放射性物質（主に Cs）の濃度を調べなければならない。また，もしも効率よく放射性Cs を蓄積する種が見つかれば，汚染地のファイトレメディエーションに応用できる可能性が生じる。
本研究の目的は，飯舘村の放射能汚染農地に生育する様々な野生植物種の放射性 Cs 濃度について基礎情報を得ること，次に，土壌から植物への放射性 Cs 移行率を，植物種それぞれと，その集合である雑草群落について見積もることである。これらの目的を果たすため，直接降下して植物体に付着した放射性 Cs の影響を排除する必要から，放射性物質飛散後 1 年を経過した後に生育した植物体が用いられた。本研究で採取された種の殆どは，一年草または夏緑性の多年草であり，越年草（一年草のうち夏から秋以降に発芽生長して翌春以降結実枯死する種）を除けば 2012年春以降（主に 4 月以降）に生長した植物体である。採取は 2012 年の 4 月（春），7 月（夏），10
月（秋）に行われた。また，個々の種の Cs 濃度とバイオマスから，雑草群落を用いた放射性セシウム汚染水田のファイトレメディエーションの可能性についても評価した。

２．材料と方法
２－１．調査地と調査期間
飯舘村における現地調査は 2012 年に 3 回行われ，それぞれの期間は，4 月 2629 日（第 1 次），
7 月 36 日（第 2 次）
， 10 月 1519 日（第 3 次）であった。調査区は 4 ヶ所設定され，飯舘村役
場と土地所有者に了承を得て，3 つの水田（R1，R2，R3）と 1 つの畑（F1）が選ばれた（図 1，
表 1）。これらの農地は，2011 年 3 月の震災による福島第一原発事故以降，耕作が行われず，耕起されていないので，土壌中の放射性 Cs の分布が攪乱されていない。
各調査区では，土壌試料の放射線測定とは別に，予備的に地上 1 m の空間線量率が測定され，Yamashita et al.-3

調査区 R1，R2，F1 では NaI シンチレーションサーヴェイメーター（日立アロカメディカル，
TCS-172B）を用いて 2012 年 4 月に，調査区 R3 では CsI シンチレーションサーヴェイメーター（HORIBA，Radi PA-1100）を用いて 2012 年 10 月に測定された。
これらの調査区では，越年草を除く殆どの植物種の地上部は，春から夏にかけて生長し，遅くともその年の冬期には枯れるので，3 回（4 月，7 月，10 月）の調査では，季節に合わせて自然に生長した植物が採取された。ただし，調査区 R1 では，第二次調査（7 月）の直前に，管理者の草刈りによって群落の地上部が一度失われたので，7 月の調査時には僅かに刈り残された植物が採取され，第 3 次（10 月）調査では草刈り以降に生長した地上部が採取された。
表 1 調査区の土壌に関する情報ならびに放射性 Cs 濃度
震災前の調査区 面積土壌の種類 a
2
(m )
土地利用
状況
R1
3,250
多湿黒ボク土壌水田

地上 1 m の
空間線量率(Sv h–1)b3.24 ± 0.04 (17)d

R2

3,000

黒ボク土壌

水田

3.19 ± 0.05 (15)d

R3

2,100

褐色森林土壌または
細質グライ土壌黒ボク土壌

水田5.05 ± 0.05 (15)f

地表から深さ 0～5 cm の土壌における[Cs]soil(Bq kg DW–1)c
4 月 5,118 ± 1,085 (5)d
7 月 10,869 ± 4,126 (5)e平均
7,994 ± 2,228 (10)g
4 月 15,678 ± 756 (5)d
7 月 14,834 ± 3,584 (5)e
10 月 27,297 ± 3,758 (5)f
平均 19,269 ± 2,221 (15)g
10 月 25,868 ± 3,999 (5)f, g

4 月 9,294 ± 2,482 (5)d7 月 8,548 ± 1,192 (5)e
平均
8,921 ± 1,304 (10)g
調査区の現存植生の概略（詳細は省略）は本文を参照のこと。空間線量率および土壌中の放射性 Cs 濃度（[Cs]soil）の測定方法は、本文の「材料と方法」に従う
a
国土交通省（2011）の土地情報総合ライブラリーで公開されている 5 万分の 1 土壌分布図に拠るb
地上 1 m で 30 秒間測定した値による。各値は複数の格子点での測定値の平均値 ± 標準誤差であり、括弧内の数字は測定地点数を示す
c
直径 5 cm、地表面から深さ 5cm までの円筒形の土壌試料に含まれる放射性 Cs 濃度（[Cs]soil）を、乾重 1 kg
あたりの 134Cs と 137Cs のγ線の合計線量として表す。各々の値は平均値 ± 標準誤差であり、括弧内の数
字は測定試料の数を示す。1 調査区につき 1 回の調査で 5 地点（調査区の 4 隅と中央）から土壌試料を採取したd
空間線量率の測定、または放射線測定用の土壌試料の採取は、第 1 次調査中（2012 年 4 月 2629 日）に行われたe
放射線測定用の土壌試料の採取は、第 2 次調査中（2012 年 7 月 3日）に行われた
f
空間線量率の測定、または放射線測定用の土壌試料の採取は、第 3 次調査中（2012 年 10 月 15日）に行われたg
表 S1 に掲げる移行係数の計算に用いられた、各調査区の[Cs]soil の値。調査区 R1 と F1 は 4・7 月に採取された 10 個の土壌試料、R2 は 4・7・10 月に採取された 15 個の土壌試料、R3 は 10 月に採取された 5 個の土壌試料の値に基づく
F1

1,600

畑

3.50 ± 0.07 ( 5 )d２－２．試料調製と放射線量測定
土壌試料は，直径 5 cm，地表面から 5 cm までの円筒形試料（コア）として採取された。各調
Yamashita et al.-4

査期の調査区における土壌の放射性 Cs 濃度（[Cs]soil）は，5 地点（調査区 4 隅と中央）から採取されたコアの[Cs]soil（Bq kg DW1）の算術平均値とした。土壌コアは 105℃で 48 時間乾燥後，およそ 3 mm 以下の大きさに砕かれ，コアごとに内径 48 mm × 深さ 58 mm のプラスチック容器（馬野化学容器製，U-8 容器）に収められ，乾燥重量（dry weight，DW）と内容積の測定後に，放射線量が測定された。5 地点のコア採取による測定は，調査区 R3 では 1 回，R1 と F1 では 2 回，
R2 では 3 回行われた。
植物試料は，それぞれの調査区，季節，種ごとに区別して集められた（植物名は付表 S1 を参照のこと）。
福島第一原発から直接降下して表面に付着した放射性 Cs の影響を排除する必要から，試料は，越年草を除けば，放射能汚染事故後 1 年後以降に生長した地上部である。試料にはいく
つかの木本種が含まれるが，これも前年度の草刈り以降に生長した萌芽枝である。放射能汚染土
壌の付着が測定値に影響することをなるべく抑えるために，採取されたのは地上部のみであり，土汚れの視認できない植物が注意深く選ばれた。いくつかの種では，試みに，同じ調査区で同時に採取した 1 種の試料を 2 つに分け，非汚染水で洗った場合と洗わなかった場合の測定値を比較したが，大きな差が見られなかった（データは省略）。採取された植物試料は 60℃で 5 日間乾燥後，Waring Blender（Waring Commercial，7011JBB）により，細粒から粉末状になるまで 30 秒以上破砕された。植物の破砕物は U-8 容器に移され，内容物の深さが 1 cm 以上になるよう調製された。1 個の U-8 容器の試料調製に必要な植物量は，乾燥重量で約 3g であった。植物の入ったU-8 容器のγ線量が，ゲルマニウム半導体検出装置（SEIKO EG&G 製，GMX15P4-70）によって核種別に測定された。1 回の測定時間は 30 分間とした。植物の乾燥重量あたり，134Cs と 137Cs に由来する放射線量の合計を植物の放射性 Cs 濃度（[Cs]plant，Bq kg DW1）とした。1 調査区の 1 回の調査において，1 種につき独立に採取した試料による複数（3 個以上が目標）の U-8 容器を調製し，[Cs]plant の平均値を算出した。植物種のサイズによって，測定に必要十分な個体数は大きく異なり，小型の種では，調査区内のあちこちから多数の個体を集める必要があった。ただし，4月の生長初期の植物や，数の少ない植物などでは，複数の U-8 容器に十分な量が集まらなかった。
ごく大型の種は，1 個体が U-8 容器に収まらないので，個体をいくつかに分割した各々の測定値から，個体の[Cs]plant を算出し，これを各個体について繰り返した後，複数個体の平均値を算出した。このようにして各調査区の時期別に算出された各種の[Cs]plant の値は，99 分類群（98 種 1 亜種）213 件となった。また，この 213 件の[Cs]plant と，表 1 に掲げられた各調査区の[Cs]soil の値か
ら，土壌から植物へ放射性 Cs がどれだけ移行するかを示す移行係数（transfer factor，TF = [Cs]plant/ [Cs]soil）が算出された。

２－３．植物体中の放射能の視覚化調査区で採取されたセイタカアワダチソウの地上部について，植物体の放射能分布を視覚化す
る解析（イメージング解析）が行われた。押し葉標本を密着させたイメージングプレート（富士フイルム製，BAS-SR2040）を，遮蔽箱の中で 168 時間（7 日間）感光し，バイオイメージングア
ナライザ（富士フイルム製，FLA-7000）で画像解析した。植物体内の放射能には，放射能汚染事
故の前から環境中に存在していた放射性物質によるもの（自然放射線）が含まれる。従って，2011
Yamashita et al.-5

年 3 月の放射能汚染の影響を受けなかったとされる場所から採取した同種（岡山県倉敷市産）についても、同じイメージングプレートを用いた同様の解析を行って，放射能汚染を受けた調査区の植物と比較し，汚染による影響の確認を試みた。

２－４．放射性 Cs 汚染農地に生育する雑草群落による土壌中放射性 Cs の除去効率の推定
第 3 次調査（2012 年 10 月）では，土壌の放射性 Cs 除染に雑草群落が利用できるかどうかを検，R3 に 3 ヶ所（Q2，Q3，Q4）証した。4 m2（2 m × 2 m）の方形区が，調査区 R1 に 1 ヶ所（Q1）設けられた。それぞれの方形区において，5 個（方形区の 4 隅および中央）の土壌コア（直径 5 cm，
地表面から深さ 5 cm の円筒形試料）による[Cs]soil，および，生育する植物種それぞれの[Cs]plant（各種につき 3 試料以上の平均値）と全面刈り取りによる地上部バイオマスが測定された。これらの値に基づいて，群落による土壌の放射性 Cs の除染効率（%）が次のように算出された。
群落による土壌の放射性 Cs の除染効率（%） = 100 × 1 m2 あたりの群落地上部全体に含まれる
Cs の放射線量（Bq m2）／1 m2 あたりの表層 5 cm の土壌に含まれる Cs の放射線量（Bq m2）
図 2 調査区において相対的に放射性セシ
ウム濃度が高かった
種（a）および低かった種（b）の例。
a タニヘゴ（i）（草高
約 1 m），シロツメクサ（ii）（草高約 30 cm），
カモガヤ（iii）（草高
約 1 m），ヨモギ（iv）（草高約 1 m），セイ
タカアワダチソウ（v）（草高約 2 m）。
b イヌタデ（vi）（草
高約 30 cm）
，エゾノカ
ワヤナギ（vii）（樹高
約 1 m），イヌビエ（viii）（草高約 0.5 m）。
写真は全て，
2012 年の調査期間中，7 月（ii，iii，iv，vii）または 10月（i，v，vi，viii）に調査区で撮影された。

Yamashita et al.-6

３．結果と考察
調査区となった水田と畑では，生じている野生種の組成が異なり，また，水田のほうが畑に比べて種数が多かった。水田調査区の R1，R2，R3 では，セイタカアワダチソウが優占し，R1 とR2 ではイグサやヨモギもまた優占種に数えられた。畑ではヒメムカシヨモギとヨモギが優占していた。ヨモギは水田と畑に共通してみられたが，セイタカアワダチソウとイグサは水田にのみ見られた。確認された野生種の多くは草本であったが，樹木も少数種が見られ，特にヤナギ属（バッコヤナギ，イヌコリヤナギ，エゾノカワヤナギ）は水田（特に R1 と R2）で増加しつつある状況であった。

３－１．土壌中の放射性 Cs 濃度
地上 1 m の空間線量率によって調査地の放射能汚染度を予備的に見積もったところ（表 1），調
査区 R3 では 5.1 µSv h1 で他の調査地（3.2～3.5 µSv h1）に比べて高い値を示した。調査区の表層
5 cm から採取した土壌の放射性 Cs 濃度（Bq kg DW1）を測定したところ，
およそ R3 では 25,900，
R2 では 19,300 で，R1（8,000），F1（8,900）に比べて高い値であった（表 1）。

３－２．植物中の放射性 Cs 濃度および土壌から植物への放射性 Cs 移行係数
それぞれの調査区で採取，分析された植物種数は，調査区 R1 で 40 種（4 月に 14 種，7 月に 28
種，10 月に 12 種），R2 で 61 種（4 月に 15 種，7 月に 51 種，10 月に 24 種），R3（10 月のみ調査）
で 30 種，F1 で 20 種（4 月に 3 種，7 月に 18 種，10 月に 2 種）であった。今回の調査で，合計32 科 99 種（4 調査区，3 期で，のべ 213 種）の植物について，放射性 Cs 濃度[Cs]plant が，乾燥重量あたりの Cs 由来の γ 放射線量（Bq kg DW1）として測定され，それぞれの調査区の土壌の放図 3 水田調査区（R1，R2，R3）に生育する植物種の放射性 Cs 濃度。標準誤差（SE）を伴う[Cs]plantの値（同調査区・同時期に採取された 3 つ以上の同種試料の平均値）が少なくとも 1 つ得られた 79 種
，および最の植物において，種内で観測された最大の[Cs]plant（mean ± SE）値が最も高かった 10 種（a）も低かった 10 種（b）を，値の高い順に並べた。植物種名の後ろの括弧内にその種が属する科名を記す。
種ごとの最大値（得られた値が 1 つのみの場合はその値）を灰色，最小値を黒色で表す。最大値，最小値以外の[Cs]plant，および標準誤差を伴わない[Cs]plant（同調査区・同時期に採取された 2 つ以下の同種試料に基づく値）を含めた詳しい情報は表 S1 を参照のこと。

Yamashita et al.-7

から移行係数（transfer factor，
射性 Cs 濃度[Cs]soil（表 1）
TF = [Cs]plant / [Cs]soil）が算出された（表 S1）。さらに，植物種間の比較のために，同調査区・同時期に採取した試料数が 3 以上の（3 試料以上の平均値であり標準誤差を伴う）[Cs]plant 値を抽出して比較した。そのような種の数は 84 種，水田と畑ではそれぞれ 79
種，16 種であった。
まず，水田（図 3）と畑（図 4）それぞれでの植物における[Cs]plant の値を比較した。もしも同種の中で異なる調査地または異なる時期に得られた[Cs]plantの値が 2 つ以上ある場合は，図 3，4 では各種の[Cs]最大値を灰色，[Cs]最小値を黒色で表示することにより，変異幅を表した。種内の[Cs]plant 値が一つのみ得られた場合にはその値を灰色で表示した。また，各値の標準誤差（standard error，SE）を表示した。
図 3a は，水田において標準誤差を伴う[Cs]plant が得られた 79 種のうち，[Cs]plant 上位 10 種を，3b は[Cs]plant 下位 10 種を，値の高い順に並べたものである。
水田の上位 10 種のうち，ヘビノネゴザ（多年草）
は本研究で得られた 213 件中，最も高い[Cs]plant（約。ただ
18,200 Bq kg DW1）を示した（表 S1，ID 4）
し，上位 10 種のうち，ヘビノネゴザ，2 位のタニヘ

図 4 畑地調査区（F1）の植物種の放射性Cs 濃度。標準誤差（SE）を伴う[Cs]plant の値（同調査区・同時期に採取された 3 つ以上の同種試料の平均値）が得られた 16 種の植物について，その値を高い順に並べた。植物種名の後ろの括弧内にその種が属する科名を記す。標準誤差を伴わない[Cs]plant（同調査区・同時期に採取された 2 つ以下の同種試料に基づく値）を含めた詳しい情報は
表 S1 を参照のこと。ND は，放射線量が検出限界未満であったことを示す。

ゴ（多年草，図 2i），4 位のツルマンネングサ（多年草）は，水田内部ではなく，畦畔に生じていた。ヨモギ（夏緑多年草，2iv），セイタカアワダチソウ（多年草，2v）は水田調査区（休耕田）の優占種であり，シロツメクサ（多年草，図 2ii）
，カモガヤ（多年草，図 2iii）などの種は調査区内に普通に生じていた。イヌタデ（一年草，図 2vi）やエゾノカワヤナギ（樹木，図 2vii），イヌ
ビエ（一年草，図 2viii）など下位 10 種は，優占種ではないが，調査区にごく普通に生じていた。
最高値を示したヘビノネゴサの[Cs]plant は，最下位のイヌビエ（98 Bq kg DW1）の値の 180 倍以上であった。
畑で採取され[Cs]plant が測定された 16 種のうち，ドクダミが最も高い値（約 29,000 Bq kg DW1）を示したが，2 位以下の植物は，310 Bq kg DW1 以下にとどまった。
次に，[Cs]plant の値と，表 1 の[Cs]soil の値から，移行係数（[Cs]plant / [Cs]soil）を計算し，水田と畑それぞれで種ごとに比較した（図 5，6）
。水田でも畑でも，概ね，[Cs]plant の上位種は，TF 値も高い値を示した。水田で最も高い TF 値は 0.703 で，[Cs]plant が首位であったヘビノネゴザで観測された。最も低い TF 値はエゾノカワヤナギにおける 0.006 で，両者の TF 値の隔たりは約 120 倍にのぼった。畑では，ドクダミが最も高い TF 値（0.329）を示し，他の 15 種では 0.06 以下の低い値であった。
Yamashita et al.-8

図5 水田調査区（R1，R2，R3）に生育する植物種の放射性Cs移行係数。分析に用いられたTF値は全て，同調査区・同時期に採取された3つ以上の同種試料の[Cs]plant値の平均値に基づいている。そのようなTF値が得られた79種の植物において，種のTF値（複数ある場合は，その平均値）が最も高かった10
種（a），および最も低かった10種（b）を，値の高い順に並べた。植物種名の後ろの括弧内にその種が属する科名を記す。括弧内の数字は，図示した値を算出するために使われたTF値の数を表す。本図作
成に使用された個々のTF値と，本図に載らなかった種のTF値は，表S1を参照のこと。

次に，[Cs]plant の値と，表 1 の[Cs]soilの値から，移行係数（[Cs]plant / [Cs]soil）
を計算し，水田と畑それぞれで種ごとに比較した（図 5，6）
。水田でも畑でも，概ね，[Cs]plant の上位種は，TF 値
も高い値を示した。水田で最も高い TF
値は 0.703 で，[Cs]plant が首位であった
ヘビノネゴザで観測された。最も低い
TF 値はエゾノカワヤナギにおける0.006 で，両者の TF 値の隔たりは約 120倍にのぼった。畑では，ドクダミが最も高い TF 値（0.329）を示し，他の 15種では 0.06 以下の低い値であった。
図 7 では，水田と畑の両方で共通して採取された 11 種について，その TF
値を種ごとに比較した。なお，畑で得られた 16 種のうち，ドクダミ，オトギ
リソウ，メマツヨイグサは，水田調査
区では測定試料が得られなかった。ハルジオンとナギナタガヤは，水田での同調査区・同時期の試料数が 3 未満の

図 6 畑地調査区（F1）に生育する植物種の放射性 Cs 移
行係数。分析に用いられた TF 値は全て，同調査区・同時期に採取された 3 つ以上の同種試料の[Cs]plant 値の平均値に基づいている。そのような TF 値（各種で得られた
TF 値は 1 つのみであった）が得られた 16 種の植物について，その値を高い順に並べた。植物種名の後ろの括弧内にその種が属する科名を記す。ND は，放射線量が検出限界未満であったことを示す。個々の TF 値と，本図に載らなかった種の TF 値は，表 S1 を参照のこと。

Yamashita et al.-9

[Cs]plant 値しかないため，畑での値との比較に用いなかった。共通する 11 種のうち，イヌタデを除く 10 種において，同種での TF
値の平均値は，水田の方が高かった。このことは，水田と畑の TF 値の違いが，両調査地の土壌の物理化学的性質の違いに起因することを示唆している（pH，K+濃度，有機物量，陽イオン交換 capacity，粒度組成など）。植物による Cs 吸収に異種イオンが及ぼす影響についてはよく研究されており，
Cs+の吸収は K+と競合関係にあると考えられている（Zhu and Smolders 2000）。調査区
R2 と F1 は近接しており，国土交通省（2011）によれば，その土壌はどちらも黒ボクに属する（表 1）。これらの 2 調査地での土壌の性質を調べることにより，根による Cs の吸収における土壌の影響が明らかにできるかも知れない。
Endo et al.（2013）は，福島第一原発の北
北西約 22.5 km 地点（南相馬市）で栽培し

図 7 水田と畑地に共通して見られた植物種の放射性 Cs 移行係数の比較。水田試料の値を灰色，畑試料の値を黒色で示す。ここで分析に用いられた TF 値
は全て，同調査区・同時期に採取された 3 つ以上の同種試料の[Cs]plant 値の平均値に基づいている。水田と畑に共通して見られた種のうち，両方でそのような TF 値が得られた 11 種の植物について，その値（複数ある場合は，その平均値）を高い順に並べた。ND
は，放射線量が検出限界未満であったことを示す。
植物種名の後ろの括弧内に，その種が属する科名，比較に用いられた TF 値の数を記す。

たコシヒカリ（Oryza sativa L. cv. Koshihikari，イネ科）での TF 値を報告している。このコシヒカ
リは，2011 年 3 月の原発事故以降，同年 5 月に移植して 10 月に収穫された。この時の栽培地は多湿黒ボク土壌で， [Cs]soil（Bq kg DW1）は，[134Cs]が約 3,000，[137Cs]が約 4,000 であったので，本研究での調査区 R1 の状況（表 1）とよく似ていた。コシヒカリの全草（根および果期に達した桿）における TF 値は，134Cs について 0.078 から 0.12，137Cs について 0.083 から 0.13 であったのに対し，玄米での TF 値は，はるかに低く，134Cs について 0.013 から 0.015，137Cs について 0.013
から 0.017 であった。これらの TF 値は，本研究での調査区 R1，R2，R3 における優占雑草種（イグサ[表 S1，ID 13]，ヨモギ[表 S1，ID 83]，セイタカアワダチソウ[表 S1，ID 95]，
）で得られたTF 値と同程度のものである（表 2 も参照のこと）。
図 8 はセイタカアワダチソウ地上部における放射能の分布を示す。図 8 (a，c) は汚染地である
調査区 R1 で 2012 年 10 月に採集された個体，図 8 (b，d) は非汚染地の岡山県倉敷市で採取された個体である。非汚染地の個体と比べて，汚染地の個体の茎，葉，花序の維管束が集中する部分
で放射活性が全体に高い様子が見て取れる。土壌を汚染した放射性物質が，おそらく実際に根から吸収されて木部を介して植物体全体に行き渡った結果であろう。非汚染地のセイタカアワダチ
ソウで観察された放射活性（図 8b）は，自然放射線，主に 40K（土壌中に普遍的に存在）によるものと考えられる。

Yamashita et al.-10

３－３．雑草群落による土壌中の放射性 Cs
除去効率
雑草種，あるいは雑草群落による土壌中放射性 Cs の除去の可能性を探るため，2012 年 10 月に，水田の調査区 R1，R3 において，2 m × 2 mの 4 つの方形区を設けた。
調査区 R1 に 1 つ（Q1），R3 に 3 つ（Q2，Q3，Q4）である。
これらの方形区では，
セイタカアワダチソウ，
イグサ，ヨモギが優占していた。例えば，方形区 Q2 では，これら 3 種の合計バイオマスは群落の 85 %を占め，また，その Cs 放射活性は群落の 80 %を占めた。各方形区で算出された，群落地上部（1 回の全面刈り取り）による土壌中
放射性 Cs 除染率は，0.079 %
（Q1），
0.217 %
（Q2），
0.393 %（Q3），0.269 %（Q4）（表 2，S2）であった。方形区 Q1（調査区 R1 内）は，R1 の全面が 6 月ごろに草刈りされ，10 月の刈り取り調
査までに群落の生長期間が 4 ヶ月ほどしかなかったのに対し，方形区 Q2，Q3，Q4（調査区 R3）は，2012 年春から草刈りが行われず，10 月の刈り取り調査までに約 7 ヶ月（4～10 月）の生長期間があった。このことは，Q1 の除染率が，他の方形区に比べて低い原因の一つに挙げられる
かも知れない。ともあれ，これらの Cs 除去率の値は，いずれの方形枠の場合も雑草群落によ

図8 セイタカアワダチソウの植物中の放射能
分布のイメージング解析。調査区R1で2012年10月17日に採取された標本（a，c）と倉敷市（非汚染地域）で2012年10月26日に採取された標本（b，d）を用い, イメージングプレート(IP)で7日間感光した。IPイメージ像（a，b）において明るい（白い）部分ほど放射能が強いことを表す。可視光
像（c，d）に表示されたバーは10 cmを表す。

るファイトレメディエーションは実用的でないことを示している。もし単純にこのペースで除染するとしたら，137Cs（半減期約 30 年）と 134Cs（半減期約 2 年）の崩壊による放射能の減衰よりも効率が低いことになる。
群落による除去率は，個々の植物種の TF，バイオマス，群落組成，生長速度に依存する。放射性 Cs に汚染された土壌のファイトレメディエーションについて，Lasat et al.（1998）は Brookhaven
国立研究所で野外調査を行っており，アオゲイトウ（Amaranthus retroflexus L.，ヒユ科）の地上部，TF（2.2－3.2）およびバイオマス（約 1,500 g DW m2）が，Brassicaの[137Cs]（約 30,000 Bq kg DW1）
juncea (L.) Czern.（アブラナ科）や Phaseolus acutifolius A. Gray（マメ科）に比べてはるかに高いことを報告した。さらに、これらのデータに基づき、年 2 回のアオゲイトウの栽培刈り取りによって，1 年間に土壌中の 137Cs の 6 %が除去でき，繰り返し安定した除去率を維持できれば 15 年以
内で 137Cs 汚染土壌の除染が完了する可能性を示した。Lasat et al.（1998）が報告した Brassica juncea
や Phaseolus acutifolius による除去率は，我々の研究における休耕水田雑草群落の優占種（セイタ
Yamashita et al.-11

Yamashita et al.-12

カアワダチソウ，イグサ，ヨモギ）の示す値（表 2，S2）に比肩する。アオゲイトウの報告例と比較すると，本研究で調査されたどの植物も，ファイトレメディエーション技術への適用は難しいと思われる。
本研究では，水田調査区においてヘビノネゴザで最も高い TF 値（0.703），エゾノカワヤナギで最も低い TF 値（0.006）が得られた。これらの種はいずれも植物体への放射性 Cs 吸収・蓄積の機構を研究するに有用であろう。興味深いことに，ヘビノネゴザは，砒素や，重金属のカドミウム，
亜鉛などを植物体内に高度に蓄積する性質を持つことが知られている（Nishizono et al. 1987，Vanet al. 2006 など）。
ヤナギ属の樹木は水田調査区（R1，R2）で増加し優占種になりつつある。これらは萌芽再生を盛んに行うので，刈り払いによる根絶が困難であり，耕地管理の観点からは除去されるべきである。一方で，ベラルーシでは，放射性 Cs 汚染土壌の保全のためにヤナギ類の植栽が利用されている（Vandenhove et al. 2001）。さらに，カドミウムや亜鉛に汚染された土壌のファイトレメディ
エーションにヤナギ属が有効であることが報告されてもいる（Mertens et al. 2006）。しかし，本研
究では，水田調査区に見いだされた 3 種のヤナギ属はいずれも低い TF 値（図 5，表 S1 [ID 51，
52，53]）を示した。

４．謝辞
本研究を進めるにあたり，現地調査を許可して下さった飯舘村役場および調査地を快く提供して下さった土地所有者の方々に，深く感謝の意を捧げます。また，福島県相双農林事務所の太田
弘志氏，福島県農業総合センター果樹研究所の星博綱氏，瀧田克典氏，佐々木正剛氏には，本研究を始めるに当たって我々を飯舘村役場に紹介していただき，現地に関する多くの有益な情報を提供頂きました。神戸大学大学院理学研究科の三村徹郎博士，（財）環境科学技術研究所の山上睦博士には，植物および土壌の試料調製方法についてありがたいご助言を賜りました。記して感謝いたします。本研究は，岡山大学の大学機能強化戦略経費（平成24-25年度）の助成を受けて実施されました。

５．引用文献Chino, M., Nakayama, H., Nagai, H., Terada, H., Katata, G. & Yamazawa, H. 2011. Preliminary estimationof release amounts of 131I and 137Cs accidentally discharged from the Fukushima Daiichi Nuclear Power
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Yamashita et al.-13

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福島第一原子力発電所事故による海藻類の放射性セシウム蓄積–いわき市とその周辺における２年間の推移–
川井浩史 1・北村晃 2・三村真理 3・三村徹郎 3・田原睦也 4・會田大来 5・佐藤健二 5・
佐々木秀明 5
1. 神戸大学・自然科学系先端融合研究環 内海域環境教育研究センター〒657-8501 神戸市灘区六甲台町１–１
2. 神戸大学・海事科学研究科〒658-0022 神戸市東灘区深江南町５–１–１
3. 神戸大学・理学研究科〒657-8501 神戸市灘区六甲台町１–１
4. いわき明星大学・いわき地域復興センター〒970-8044 福島県いわき市中央台飯野５–５–１
5. いわき明星大学・科学技術学部〒970-8044 福島県いわき市中央台飯野５–５–１
Radioactive cesium accumulation in seaweeds by the Fukushima 1 Nuclear Power
Plant accident – Two years’ monitoring at Iwaki and its vicinity –Hiroshi Kawai1, Akira Kitamura2, Mari Mimura3, Tetsuro Mimura3, Tomoya Tahara4,
Daiki Aida5, Kenji Sato5, Hideaki Sasaki5
1. Kobe University Research Center for Inland Seas,
Rokkodai, Nadaku, Kobe 657-8501, Japan
2. Graduate School of Maritime Science, Kobe University
Fukae, Higashinada, Kobe 658-0022, Japan
3. Graduate School of Science, Kobe University
Rokkodai, Nadaku, Kobe 657-8501, Japan
4. Iwaki Community Reconstruction Center, Iwaki Meisei University
Iwaki, Fukushima 970-8551, Japan
5. Faculty of Science and Technology, Iwaki Meisei University,
Iwaki, Fukushima 970-8551, Japan

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Keywords: 134Cs • 137Cs • F1NPP • 40K • radionuclide accumulation • seaweeds

要旨

2011年３月に発生した福島第一原子力発電所（福島第一原発）事故による沿岸海水の放射能汚染によって引きおこされた海藻類への放射性物質の蓄積状況とその推移を，
高純度ゲルマニウム検出器を用いて２年間にわたり調査した。測定に用いた海藻試料は福島第一原発から約50 km圏にある福島県いわき市永崎海岸においておおむね季節毎にスノーケリングなどにより採集したほか，福島県相馬町，広野町，久ノ浜，塩屋崎においても適宜採集し，また千葉県および兵庫県において採集した試料を対照として用いた。その結果，2011年5月には，塩屋崎と永崎で採集した海藻類試料のほとんど
は 3,000 Bq kg-1 を 超 え る 137 Cs の 放 射 能 強 度 を 示 し ， 最 も 高 い 値 は 褐 藻 ワ カ メ の7371.20 ± 173.95 Bq kg-1であった。同時期の2011年5月2日に塩屋崎および永崎で採水した海水はそれぞれ8.41 ± 3.21 および 9.74 ± 3.43 Bq kg-1の値を示した。この結果から推定される海藻類のCs濃縮率は生の状態と乾燥後の海藻類の重量比（湿重量/乾重量）を10と仮定すると，分類群によって異なり，8-50の範囲にあった。その後，5-6ヶ月の間に 137Cs の放射能強度は急激に減少したが，続く12-16ヶ月はあまり変化せず，10-110 Bq
kg-1であった。海藻類の 137Cs 蓄積は，周辺海水の汚染が最も高濃度であった2011年3-4
月から２年経過した2013年3月でも今回の測定機器・方法で検出可能なレベルにあった。

１． はじめに
福島第一原子力発電所事故によって引きおこされた沿岸海水の放射能汚染は，それが短期間に起こったことや，その規模の大きさにおいてこれまで例を見ないものであった (Linsley et al. 2005, Buesseler et al. 2011)。この事故によって事故直後に放出された
放射性物質の量は大気中に5-10 PBq（ペタベクレル）であり，また汚染された冷却水の流出によって海洋に放出された量は3-6 PBqであったとされている (Kawamura et al.
2011, Estournel et al. 2012, Miyazawa et al. 2012, Tsumune et al. 2012)。
海洋における放射性物質による汚染は，大きく分けて，１）大気中にプリュームとして放出されたものが落下したもの，２）高濃度の汚染水が直接海洋に排水されたもの，３）汚染された土壌から雨水により川を通して流入したものよって引きおこされた。
これらのうち，１）は2011年3月中旬に最も顕著であり，２）は2011年3月下旬から
同4月上旬にかけて顕著であった。これらの放射能汚染された海水は基本的に希釈されるか，海流によって沖合へ運ばれた。しかし，沿岸域においては放出された放射性セシウムやそのほかの放射性物質の相当量が，沿岸に生育・生息する生物に取り込まれるか懸濁する粒子に結合し，次いでこれらが沈下することによって海底に堆積したと

H. Kawai et al. - 2

考えられる。海水中の放射性物質の濃度は，2011年4月中旬に最も高く，その後，急激に減少した。しかし，河川からの流入に加えて，少なくとも2012年の時点でも福島第一原発からの直接的な流出が継続していたことが報告されている (Kanda 2013)。
原発事故により放出された放射性物質のうち，その量の多さと自然崩壊に要する期間の長さから 134Cs と 137Cs が，汚染水による生物汚染を引きおこす要因として特に重要であると考えられる。海藻類は成長時に藻体の表面から直接海水中に溶けている栄
養塩類やさまざまな無機物を吸収する。セシウムイオン(Cs+)は海水によく溶け，海藻類を含む藻類の細胞はCs+ をカリウム(K+)トランスポーターを通して吸収し，細胞内に蓄積すると考えられている (Zhu & Smolders 2000, Kanter et al. 2010)。
海藻類の 137 Cs の濃縮率（CF: concentration factor）は種によって大きく異なることが報告されており (Pentreath 1976, Coughtrey & Thorne 1983, Tateda & Koyanagi 1994)，
IAEAは標準的な値として50を用いることを推奨している (IAEA 2004)。一方，海藻類
はアルギン酸，フカン，アガー（寒天），カラギナンなどの細胞壁を構成している多糖類（いわゆるファイココロイド）によってこれらのイオンを吸着すると考えられるが，Cs+ に対する親和性については十分な知見が得られていない (Morris et al. 1980)。
海藻類は沿岸域生態系における主要な一次生産者のひとつであり，さまざまな底生動
物や魚が海藻類を餌として利用している。このため海藻類に含まれる放射性汚染物質
は消費者である動物によって摂食された後，食物連鎖により生物濃縮される可能性がある。
福島第一原発事故以前には，太平洋沿岸における海水の放射性物質汚染は，主に核兵器の試験によって大気中に放出された放射性物質の落下が原因であった。これによる海水の 137 Cs汚染の放射能強度としては1-4 Bq m-3 が報告されている (Ikeuchi 2003,
Povinec et al. 2004, Nakanishi et al. 2010)。Tateda & Koyanagi (1994) は，緑藻アオサ，紅藻アカバ，褐藻ホソメコンブ，アカモク，ウミトラノオなどに含まれる 137 Csの放射能強度を測定し，海藻類における 137 Csの平常値として生の標本あたり0.03-037 Bq kg-1（湿重量）を報告している。また，Morita et al. (2010) は1998-2008年に日本各地（長崎県，神奈川県，新潟県）で採集されたワカメと北海道で採集されたナガコンブにおける測定で， 137Csについてはワカメで約0.03-0.08 Bq kg-1 ，ナガコンブで約0.05-0.09 Bq，その他のコンブ類やホンダワラ類で，0.02-0.34 Bq kg-1 （いずれも湿重量）という測定結果を示している。
福島第一原発の事故の後，いくつかの研究機関などが主要な漁業対象生物に含まれる放射性物質の放射能強度の測定を行ってきた。その中にはいくつかの海藻類の種，
たとえばアマノリ類，コンブ類，アラメ類，フノリ類，ヒトエグサ類なども含まれているが，その種数はかなり限定されており，また系統上（分類上）の多様性，潮間帯であるか潮下帯であるかという生育場所，一年生であるか多年生であるかという生活史などの特徴などにおいてかなり偏っている。さらに，測定機関によって測定の方法はさまざまであり，検出限界値も測定機関によってはかなり高く，生の試料あたり20 Bq
kg-1 を超える場合もある。このため，これらの測定結果に基づいて海藻類における一般

H. Kawai et al. - 3

的な放射性物質汚染の動態を把握することは困難であり，また分類群間の濃縮率の違いを比較することも困難であった。
これらのことをふまえて，本研究では高純度ゲルマニウム検出器を用いて，陸上植物試料や土壌試料とも共通の標準化された測定方法により，海藻類試料に含まれる
134

Cs, 137Cs および 40 K 放射能強度の変化を，可能な限り季節的に解析することを目的として研究を行った。

２． 材料と方法
測定に用いた海藻試料は福島第一原発から約50 km圏にある福島県いわき市永崎海岸において概ね季節毎にスノーケリングにより採集したほか，福島県相馬町，広野町，
久ノ浜，塩屋崎，宮城県岩沼においても適宜採集し，また千葉県鴨川，勝浦および兵庫県淡路島岩屋において採集したものを対照として用いた（図1, 16a-f, 17, 18）。測定に用いた試料の一覧を，神戸大学において測定したものについては表1に，いわき明星
大学において測定したものについては表2に示す。

図1 本研究で測定に用いる海藻試料を採集した地点

神戸大学における測定では，採集された試料を種類毎に分けた後，その形態学的特徴により種同定を行い，室内において送風し，予備的に乾燥させた（図16g）。次いで，乾熱オーブンで90-100 ºCで８時間乾燥させた。乾燥前と乾燥後の海藻類試料の重量の比は約10であり，生の海藻試料について行われた測定結果との比較や，濃縮率（濃縮係数）の議論の際にはこの値を用いた。試料は乾燥後，手によって予備的に断片化した後，Waring J-SPEC 7011BUJブレンダー(Conair Corp., Stamford, CT, USA)によって粉砕した。粉砕した試料はU-8試料カップ（直径56 mm，高さ68 mm）に充填し，測定に用いた。資料に含まれる放射性物質の放射能強度測定方法については Mimura et al. (2014)に記述する。表1, 2において，「誤差」は測定に用いた機器プログラムソフトウェアのシステムエラーに起因するものと，計測における標準偏差の両方を合わせたものに相H. Kawai et al. - 4

当する。また，2011年5月に永崎および塩屋崎において採水された海水もU-8試料カップに充たして，濃縮すること無く測定に用いた。
いわき明星大学における測定では，採集された試料を種類毎に分けた後，その形態学的特徴により種同定を行い，淡水で洗った後，室温で予備乾燥させた。次いで，乾熱オーブンで60 ºCで48時間乾燥させた後，ブレンダーで粉砕し，U-8試料カップに充填した（図16h）。放射能強度測定はGEM40P4-76 ゲルマニウム検出器 (Seiko EG & G,
Tokyo, Japan)により，製品指定の取り扱い方法で 134Cs および 137Cs の放射能強度を測定した。
事故後，最初に採集された海藻試料は，測定まで–20 ºCで保存されていた。この凍結過程が，凍結した試料が融解した際に，藻体に含まれていた放射性物質が高濃度（あるいは低濃度）の融解水（ドリップ）として失われることで，測定値に影響することが推定された。このため，凍結試料の融解過程において融解水で失われる放射性物質の量を測定し，その影響を明らかにするために，2011年7月には採取された試料の一部を凍結・融解した後，乾燥するものと直接乾燥するものに分けて測定を行った。また，
この際生じた融解水に含まれる放射能の強度も測定した。
残念ながら本研究においてはさまざまな制約，例えば測定に十分な量の１つの種の試料を野外から採集することの困難さ，海藻類の測定に利用可能なゲルマニウム検出器の使用割当時間の不足などから，１カ所から採集されたそれぞれの海藻類の種について複数の試料を調整したり，反復測定を行ったりすることは困難であった。さらに，採集されたそれぞれの海藻試料の量が，測定に用いるU-8試料カップを充たすには十分でなく，測定によって得られた測定シグナルがかなり低い場合もあった。これらの理由から，本測定結果の信頼度について，統計的な検定を行うことは困難であった。

３． 結果
図2に，各測定試料において得られた 134Cs および 137Cs の放射能強度の比を時系列的に示す。 134Cs /137Cs 比の値は２年後には約0.6に減少しており，両者の自然崩壊時間の違いから予想される比の値（１年後に0.79，2年後に0.64）と概ね一致した。

図2 測定試料における 134Cs/137C比の変遷。破線は 134Csおよび137

Cの自然崩壊により予想される理論値。

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神戸大学における 134Cs, 137Cs および 40 Kの，いわき明星大学における 134 Cs および137

Csの測定結果をそれぞれ表1，表2 に示す。福島第一原発から約50 km圏にあたる塩屋崎において2011年5月2日に，同じく永崎において2011年5月6日に採集された海藻試料はそのほとんど（緑藻アナアオサ，ウスバアオノリ，褐藻カヤモノリ，アラメ，ワカメ，タマハハキモク，ウミトラノオ）において 137Csの放射能強度は3,000Bq kg-1を超えていた（図3, 4）。今回の測定における最も高い 137Cs放射能強度を示した海藻試料は5月2日に塩屋崎で採集されたワカメの 7,371.20 ± 173.95 Bq kg -1であった（図4および表
1における資料番号k010）。また2011年5月2日に塩屋崎（図3）および永崎（図4）で採水された海水はそれぞれ 8.41 ± 3.21 Bq L-1および 9.74 ± 3.43 Bq L-1であった。

図3 2011年5月に福島県いわき市塩屋崎において 採 集 さ れ た 海 藻 類 お よ び 海 水 の 134Csお よ び
137
Cの 放 射 能 強度 。海水 の測 定単位 は Bq kg-1
w.w.（湿重量）。星印はいわき明星大学における測定を示し，それ以外は神戸大学において測定。

図4 2011年5月に福島県いわき市永崎において採集された海藻類および海水の 134Csおよび 137Cの 放 射 能 強 度 。 海 水 の 測 定 単 位 は Bq
kg-1 w.w.（湿重量）。星印はいわき明星大学
における測定を示し，それ以外は神戸大学において測定。

一方，対照として用いた淡路島で2011 年5月に淡路島で採集された褐藻ワカメ，タマハハキモク，緑藻アナアオサの 137Cs放射能強度は検出限界値（0.001-0.002）以下であった。
永崎では海藻類の 137Cs放射能強度は，その後５-６ヶ月の間に著しく減少した。2011
年７月に 137 Cs放射能強度は約300-600 Bq kg-1 (図5)であったが，同年10月には 40-200 Bq
kg-1 まで減少し（図6），2012年7月および同年12月には100 Bq kg-1 以下であった（図7, 8）。

H. Kawai et al. - 6

図5 2011年7月に福島県いわき市永崎において採集された海藻類の 134Csおよび 137Cの放射能強度。星印はいわき明星大学における測定を示し，それ以外は神戸大学において測定。

図6 2011年10月に福島県いわき市永崎において採集された海藻類の 134Csおよび 137Cの放射能強度。星印はいわき明星大学における測定を示し，それ以外は神戸大学において測定。

図7 2012年7月に福島県いわき市永崎において採集された海藻類の 134Csおよび 137Cの放射能強度。星印はいわき明星大学における測定を示し，それ以外は神戸大学において測定。

図8 2012年12月に福島県いわき市永崎において採集された海藻類の 134Csおよび 137Cの放射能強度。星印はいわき明星大学における測定を示し，それ以外は神戸大学において測定。

しかし，その一方で，最も高濃度の汚染にさらされた2011年3-4月から2年が経過した2013年3月においても 137Cs放射能強度は多くの海藻試料で検出可能な範囲にとどまり，約10-100 Bq kg -1であった（図9）。
海藻試料中の 137Cs放射能強度の変化は分類群毎に異なる経過を示した。世代時間が非常に短い緑藻アナアオサでは，137Cs 放射能強度は2011年の夏季に顕著に減少したが，その後2011年冬季から2013年春季にかけても10-110 Bq kg-1の範囲にとどまった（図10）。

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H. Kawai et al. - 11

図16 a, 震災直後（2011年5月）の福島県いわき市永崎海岸; b, 同塩屋崎海岸; c, d, 震災約１年後（2012年4月）のいわき市永崎海岸潮間帯；震災約１年半後（2012年12月）の永崎海岸
漸深帯消波ブロック; f, 採集された海藻類; g, 実験室でソーティングされ風乾中の海藻類;
h, 乾燥・粉砕後U-8サンプルカップに充填した海藻試料。

H. Kawai et al. - 12

図17 福島県いわき市周辺で一般に見られる海藻類（褐藻）。a, コモングサ; b, アミジ
グサ; c, マツモ; d, カヤモノリ; e, アカモク; f, アズマネジモク; g, マコンブ; h, ワカメ;i, アラメ。スケールバー：5 cm。

海藻類が金属イオンを濃縮する性質を持つことから，地点毎の海藻類中の金属イオ
ン濃度を測定・比較することで，それらの海藻類が生育する場所の海水中の金属イオ
ン濃度の地理的な分布を推定できることが報告されてきた（アオサ類，Caliceti et al.
(2002), Haritonidis & Malea (1999)：ワカメ，Yamada et al. (2007)）。これらの報告と同様に，海藻類は広く 137 Csを比較的高濃度（濃縮率約8-50）に濃縮するが，その成長が速くその時期の海水の状況を反映すること，また一次生産者であることから生物濃縮による影響を受けないことなどから，沿岸域における海水中の 137 Csの濃度をモニタリン
グする生物種として適していると考える。

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図18 福島県いわき市周辺で一般に見られる海藻類（a, 緑藻; b-i, 紅藻）。a, アナア
オサ; b, フダラク; c, アカバギンナンソウ; d, エゾシコロ; e, スサビノリ; f, イソマ
ツ; g, ハリガネ; h, ユナ; i, ユカリ。スケールバー：5 cm。

謝辞
本研究を行うにあたって，海藻試料の放射性強度測定・資料整理においては神戸大学小宮山千代，小谷朋子両氏にお世話になった。また，海藻試料の採集においては福島県水産試験場和田敏裕，岩崎高資，平川直人各氏のご協力を得た。また，本研究は神戸大学自然科学系先端融合研究環の震災関連研究支援費による支援を頂いた。

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concentrations
and the 90Sr/47:
Cs
activity ratio in marine brown algae, Undaria

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Yamada,M., Kusakabe,
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Temporalaccident
and spatial
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Japanese
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K.,variations
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brown
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A., Ishikawa,Y., Nakayama,T., Sato,
Shima,
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T.
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T., Aida, D.,
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experiments
on oceanic
dispersionof 131I byandthe137
Cs(2013
online/2014 numericalprint) Radioactive
cesiumaccumulationin seaweeds
Fukushima
1discharged
into Plant
the oceanbecause ofyearsÕ
the Fukushima
Daiichinuclearpower
plantJ.disaster.
J.
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monitoringat Iwakiand its
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H. Kawai et al. - 16
17

H. Kawai et al. - 17

9 July 2011

9 July 2011

2 May 2011

6 May 2011

6 May 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

k012

k013

k014

k015

k016

k017

k018

k019

k020

k023

6 May 2011

k007

k011

2 May 2011k006

2 May 2011

2 May 2011

k005

k010

9 July 2011k004

2 May 2011

2 May 2011

k003

k009

2 May 2011k002

2 May 2011

9 July 2011

k001

k008

Collection
date

Samplecode

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Class

Taxonomy

Laminariales

Fucales

Laminariales

FucalesUlvales

Gigartinales

Laminariales

Gigartinales

Ulvales

Fucales

Laminariales

Laminariales

Ulvales

Fucales

Ectocarpales s.l.

Ectocarpales s.l.

FucalesUlvalesUlvales

Laminariales

Laminariales

Order

Undaria
pinnatiﬁdaSargassum
yamadae

Saccharina
japonica

Sargassum
horneri

Ulva pertusa

Grateloupia
lanceolata

Undaria
pinnatiﬁdaGloiopeltis
furcata

Ulva linza

Sargassum
horneri

Undaria
pinnatiﬁdaUndaria
pinnatiﬁdaUlva pertusa

Sargassum
muticum

Scytosiphon
lomentaria

Scytosiphon
lomentaria

Sargassum
thunbergii

Ulva pertusa

Ulva pertusa

Eisenia bicyclis

Undaria
pinnatiﬁdaSpecies表 1 神戸大学において測定した 134Cs, 137Cs and 40K の測定結果

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Locality

Fertile thalli,frozenDirectly dried

Directly dried

Tip portion,
directly dried

FrozenDirectly dried

FrozenFrozenFrozenBasal portion,
directly dried

Juvenile thalli,
directly dried

FrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenDirectly dried

FrozenFrozenFertile thalli,
directly dried

Note (sample
preparationand natureof samples)-1

278.38499.62426.87340.77606.50318.484,690.00

691.86

5,516.50

457.65529.92

7,433.50

4,231.90

3,991.30

4,544.90

5,417.10

4,151.90

487.54

3,009.50

5,406.70

320.57

Bq kg

Cs

134

16.89

25.71

37.52

21.65

66.73

28.83

71.89

23.50

128.99

22.24

48.56

133.33138.52

98.26

69.54

131.01

60.11

58.31

97.10

68.22

16.07

Error

0.045

0.064

0.136

0.018

0.200

0.106

0.031

0.015

0.073

0.053

0.160

0.060

0.070

0.049

0.031

0.073

0.026

0.051

0.054

0.029

0.012

Detect.
limit-1

292.40498.74425.32321.15576.93352.404810.30

767.375433.80

501.06569.087371.204340.204282.404616.00

5672.504239.90567.832897.805557.90346.14

Bq kg

Cs

137

21.88

33.71

45.34

26.71

85.96

36.17

96.65

32.90

165.31

29.90

60.43

173.95

182.55132.0493.95

172.27

81.19

74.20

122.56

93.10

22.70

Error

0.038

0.061

0.097

0.016

0.199

0.090

0.023

0.012

0.038

0.044

0.142

0.047

0.062

0.038

0.021

0.041

0.020

0.046

0.042

0.020

0.009

Detect.
limit

K

1,987.90

1,871.40

n.d.

4,783.70

n.d.

n.d.

2,957.80

371.85n.d.

2,867.30

n.d.

1,152.20

n.d.

1,981.80

n.d.

n.d.

2,507.50

n.d.

2,780.80

2,494.30

1,132.70

Bq kg-1

40

355.52446.75n.d.

525.79n.d.

n.d.

462.11260.95n.d.

411.99n.d.

799.52n.d.

808.57n.d.

n.d.

384.80n.d.

1013.30

375.95310.81

Error

0.976

1.295

2.638

1.280

5.182

2.073

0.383

0.257

0.944

1.061

3.396

0.800

1.409

0.760

0.376

1.013

0.315

1.381

0.942

0.309

0.282

Detect.
limit

H. Kawai et al. - 18

14 October
2011

14 October
2011

14 October
2011

14 October
2011

14 October
2011

14 October
2011

14 October
2011

14 October
2011

14 October
2011

2 May 2011

2 May 2011

k037

k038

k039

k040

k041

k042

k043

k045

k046

k047

6 September
2011

k030

k036

6 September
2011

k029

14 October
2011

30 May 2011

k028

k035

31 May 2011

k027

6 September
2011

31 May 2011

k026

k032

17 May 2011

k025

6 September
2011

17 May 2011

k024

k031

Collection
date

Samplecode

表 1 continued

Seawater

Seawater

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Class

Taxonomy

Ceramiales

Laminariales

Gigartinales

Fucales

Gigartinales

Laminariales

Laminariales

Laminariales

Ulvales

Gigartinales

Laminariales

Laminariales

Ulvales

Laminariales

Ectocarpales s.l.

Ulvales

Ectocarpales s.l.

Laminariales

Fucales

Order

Chondria
crassicaulis

Eisenia bicyclis

Ahnfeltiopsis
paradoxa

Sargassum
yamadae

Neodilsea
yendoana

Eisenia bicyclis

Eisenia bicyclis

Saccharina
japonica

Ulva pertusa

Hypnea asiatica

Undaria
pinnatiﬁdaSaccharina
japonica

Ulva pertusa

Eisenia bicyclis

Scytosiphon
lomentaria

Ulva pertusa

Colpomenia
sinuosa

Undaria
pinnatiﬁdaSargassum
muticum

Species

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Iwaya, Awaji Isl.,
Hyogo

Iwaya, Awaji Isl.,
Hyogo

Iwaya, Awaji Isl.,
Hyogo

Iwaya, Awaji Isl.,
Hyogo

Iwaya, Awaji Isl.,
Hyogo

Locality

Seawater

SeawaterDirectly dried

Juvenile thalli,
directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Mature thalli,
directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Old sporophyll,
directly dried

Juvenile thallus,
directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Note (sample
preparationand natureof samples)
-1

11.27

9.54

121.40

59.57

59.91

200.1753.92

105.99

51.42

57.64

36.56

114.04255.02

193.70n.d.

681.86

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

Bq kg

Cs

134

2.15

2.25

7.23

6.33

5.33

14.01

6.21

4.78

9.67

4.20

4.75

28.88

31.38

25.07

0.00

20.68

0.00

0.00

0.00

0.00

0.00

Error

0.003

0.004

0.006

0.008

0.007

0.013

0.009

0.004

0.014

0.005

0.006

0.045

0.121

0.097

0.220

0.043

0.007

0.001

0.001

0.001

0.002

Detect.
limit

-1

9.74

8.41

111.81

69.15

86.65

229.2068.46

114.00

64.29

67.41

43.05

161.96224.34230.31202.85773.22

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

Bq kg

Cs

137

3.43

3.21

9.18

8.25

7.68

17.54

8.43

6.66

10.74

6.09

6.67

28.91

36.26

36.71

43.48

30.83

0.00

0.00

0.00

0.00

0.00

Error

0.003

0.003

0.008

0.008

0.006

0.012

0.007

0.004

0.013

0.005

0.007

0.039

0.108

0.086

0.158

0.034

0.005

0.001

0.001

0.001

0.003

Detect.
limit

K

n.d.

n.d.

2,772.70

1,742.10

761.02

1,522.60

1,550.90

995.04

1,380.30

1,120.30

1,013.10

2,423.00

n.d.

4,214.10

n.d.

2,115.40

1,955.90

1,147.60

496.501,841.80

2,768.80

Bq kg-1

40

n.d.

n.d.

244.74259.79184.22401.82

264.19126.90372.98158.44

194.791144.60n.d.

860.98n.d.

278.58188.09

42.53

45.30

34.15

25.04

Error

0.094

0.096

0.192

0.226

0.170

0.380

0.233

0.109

0.348

0.137

0.177

1.108

2.716

2.389

4.519

0.703

0.176

0.037

0.042

0.029

–

Detect.
limit

H. Kawai et al. - 19

Collectiondate

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

5 December
2011

7 March2012

7 March2012

7 March2012

7 March2012

7 March2012

Sample
code

k048

k049

k050

k051

k052

k053

k054

k056

k057

k058

k059

k060

k061

k062

k063

k064

k065

k066

k067

k068

表 1 continued

Order

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ectocarpales s.l.

FucalesUlvales

Bangiales

Fucales

Gigartinales

Ralfsiales

Laminariales

Laminariales

Gigartinales

FucalesCeramiales

Corallinales

Gigartinales

Laminariales

Laminariales

Meltwater (dripping)

Meltwater (dripping)

Meltwater (dripping)

Meltwater (dripping)Class

Taxonomy

Scytosiphon
lomentaria

Sargassum
thunbergii

Ulva linza

Bangiafuscopurpurea

Sargassum
horneriGloiopeltis
furcata

Analipusjaponicus

Saccharina
japonica

Saccharina
japonica

Ahnfeltiopsis
paradoxa

Sargassum
yamadaeDasya sessilis

Calliarthron sp.

Neodilsea
yendoana

Eisenia bicyclis

Eisenia bicyclis

Species

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima
Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Mature thalli,
directly dried

Juvenile thalli,
directly dried

From Eisenia
bicyclis

From
Sargassum
thunbergii

From
Scytosiphon
lomentaria

From Undaria
pinnatiﬁdaNote (sample
preparationand natureof samples)

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Shioyazaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Locality-1

82.48

106.3766.25

160.51133.87

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n.d.

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67.14

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96.84

54.38

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39.48

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Cs

134

7.86

6.40

10.30

8.98

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5.17

7.30

8.52

7.13

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8.86

8.63

3.10

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0.010

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0.005

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limit-1115.59137.0385.16

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69.84

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Cs

137

10.55

9.24

14.60

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41.70

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12.27

16.20

12.14

12.01

4.05

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0.004

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limit

K

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limit

H. Kawai et al. - 20

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

9 April 2012

k080

k081

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k083

k084

k085

k086

k087

k088

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2012

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2012

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7 March2012

k070

9 April 2012

7 March
2012

k069

k076

Collection
date

Samplecode

表 1 continued

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Class

Taxonomy

Ralfsiales

Laminariales

Ectocarpales s.l.

Ectocarpales s.l.

Gigartinales

Ceramiales

Bangiales

Rhodymeniales

Ectocarpales s.l.

Desmarestiales

Fucales

Laminariales

Ulvales

Fucales

Laminariales

Laminariales

Ralfsiales

Ralfsiales

Ulvales

Ectocarpales s.l.

Bangiales

Order

Analipusjaponicus

Saccharina
japonica

Colpomenia
sinuosa

Colpomenia
sinuosa

Ahnfeltiopsis
paradoxa

Pterosiphonia
pinnulata

Pyropia
yezoensis

Lomentaria
hakodatensis

Scytosiphon
lomentaria

Desmarestia
ligulata

Sargassum
thunbergii

Eisenia bicyclis

Ulva pertusa

Sargassum
horneri

Undaria
pinnatiﬁdaUndaria
pinnatiﬁdaAnalipusjaponicus

Analipusjaponicus

Monostroma
nitidum

Petalonia fascia

Pyropia
yezoensis

Species

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Locality

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

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Cs

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0.003

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0.003

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0.004

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0.003

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limit

-1

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51.06

Bq kg

Cs

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0.003

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0.005

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limit

K983.291,988.00

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limit

H. Kawai et al. - 21

10 April
2012

23 May 2012

23 May 2012

23 May 2012

23 May 2012

23 May 2012

23 May 2012

23 May 2012

23 May 2012

9 April 2012

k101

k102

k103

k104

k105

k106

k107

k108

k109

10 April
2012

k096

k100

10 April
2012

k095

10 April2012

10 April
2012

k094

k099

10 April
2012

k093

10 April
2012

9 April 2012

k092

k098

9 April 2012

k091

10 April
2012

9 April 2012

k090

k097

Collection
date

Samplecode

表 1 continued

Ulvophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Class

Taxonomy

UlvalesCeramiales

FucalesDesmarestiales

UlvalesUlvales

FucalesUlvales

Fucales

Laminariales

Fucales

Laminariales

Laminariales

Laminariales

Dictyotales

Laminariales

Fucales

Laminariales

Laminariales

Laminariales

Order

Monostroma
nitidum

Delesseria
serrulata

Sargassum
muticum

Desmarestia
ligulata

Ulva pertusa

Ulva pertusa

Sargassum
horneri

Ulva prolifera

Sargassum
horneri

Undaria
pinnatiﬁdaSargassum
fusiforme

Ecklonia cava

Eisenia bicyclis

Undaria
pinnatiﬁdaPadinaarborescens

Eisenia bicyclis

Sargassum
yamadae

Undaria
pinnatiﬁdaUndaria
pinnatiﬁdaUndaria
pinnatiﬁdaSpecies

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Soma Port, Soma,
Fukushima

Soma Port, Soma,
Fukushima

Soma Port, Soma,
Fukushima

Matsukawaura, Soma,
Fukushima

Soma Port, Soma,
Fukushima

Matsukawaura, Soma,
Fukushima

Terashima, Iwanuma,
Miyagi

Terashima, Iwanuma,
Miyagi

Kamogawa, Chiba

Kamogawa, Chiba

Kamogawa, Chiba

Kamogawa, Chiba

Yoshio, Katsuura,
Chiba

Yoshio, Katsuura,
Chiba

Yoshio, Katsuura,
Chiba

Yoshio, Katsuura,
Chiba

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Locality

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Sporophyll,
directly dried

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directly dried

Directly dried

Note (sample
preparationand natureof samples)
-1

25.73

14.26

n.d.

n.d.

21.80

n.d.

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n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

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8.30

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Cs

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limit

-1

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n.d.

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n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

n.d.

22.49

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Bq kg

Cs

137

5.02

4.34

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0.022

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0.003

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limit

K703.11

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Detect.
limit

H. Kawai et al. - 22

9 December
2012

9 December
2012

10 December
2012

10 December
2012

10 December
2012

10 December
2012

10 December
2012

10 December
2012

10 December
2012

10 December
2012

10 December
2012

k119

k122

k123

k124

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k128

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k131

k132

k133

23 May 2012

k115

k118

23 May 2012

k113

9 December
2012

23 May 2012

k112

k117

23 May 2012

k111

9 December
2012

23 May 2012

k110

k116

Collection
date

Samplecode

表 1 continued

Rhodophyceae

Ulvophyceae

Ulvophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Class

Taxonomy

Gigartinales

Cladophorales

Ulvales

Bangiales

Dictyotales

Laminariales

Laminariales

Ulvales

Fucales

Gigartinales

Ectocarpales s.l.

Gigartinales

Ulvales

Laminariales

Corallinales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Order

Chondrus
ocellatus

Chaetomorphamoniligera

Ulva prolifera

Pyropia
yezoensis

Spatoglossum
paciﬁcum

Eisenia bicyclis

Eisenia bicyclis

Ulva pertusa

Sargassum
yamadae

Neodilsea
longissima

Petalonia fascia

Chondrus
giganteus

Ulva pertusa

Undaria
pinnatiﬁdaGelidium elegans

Schizymenia
dubyi

Schizymenia
dubyi

Grateloupia
lanceolata

Species

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Matsukawaura,
Soma,
Fukushima

Matsukawaura,
Soma,
Fukushima

Matsukawaura,
Soma,
Fukushima

Matsukawaura,
Soma,
Fukushima

Matsukawaura,
Soma,
Fukushima

Locality-1

Directly dried

Directly dried

Directly dried

n.d.

n.d.

n.d.

12.21

41.53

Directly dried
Directly dried

19.62

n.d.

n.d.

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13.66

33.09

13.61

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

36.73

49.35

Directly dried

Directly dried

60.91

19.68

n.d.

12.96

Bq kg

Cs

134

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Note (sample
preparationand natureof samples)

0.00

0.00

0.00

2.80

2.92

3.96

0.00

0.00

1.79

2.15

2.67

1.84

3.03

2.50

4.66

6.73

0.00

3.27

Error

0.003

0.007

0.008

0.004

0.004

0.004

0.003

0.007

0.002

0.002

0.003

0.002

0.004

0.003

0.006

0.007

0.004

0.006

Detect.
limit

-1

6.68

n.d.

8.04

26.86

68.91

21.56

10.49

26.19

22.02

n.d.

48.98

22.89

54.46

54.70

90.92

17.97

n.d.

n.d.

Bq kg

Cs

137

3.58

0.00

7.58

3.84

5.62

4.08

3.04

6.81

2.63

0.00

3.81

2.22

4.98

3.31

6.23

7.14

0.00

0.00

Error

0.004

–

0.008

0.005

0.004

0.005

0.003

0.006

0.003

–

0.004

0.002

0.004

0.003

0.006

0.007

0.003

0.005

Detect.
limit

K

677.033,770.30

848.51657.282,484.00

2,457.00

1,996.00

769.501,299.00

0.00

0.00

0.00

0.00

1,428.50

1,165.70

882.64721.71825.74

Bq kg-1

40

112.57247.20236.56148.70147.10160.10106.00208.60

88.13

0.00

0.00

0.00

0.00

99.27

177.93216.67108.01

168.62

Error

0.106

0.214

0.229

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0.200

0.132

0.209

0.008

0.167

0.210

0.101

0.160

Detect.
limit

H. Kawai et al. - 23

9 December
2012

9 December
2012

9 December
2012

9 December
2012

9 December
2012

16 March
2013

16 March
2013

k147

k148

k149

k150

k151

k152

9 December
2012

k142

k146

10 December
2012

k141

9 December
2012

10 December
2012

k140

k145

10 December
2012

k139

9 December
2012

10 December
2012

k138

k144

10 December
2012

k135

9 December
2012

10 December
2012

k134

k143

Collection
date

Samplecode

表 1 continued

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Class

Taxonomy

Fucales

FucalesCeramiales

Laminariales

Laminariales

Ectocarpales s.l.

Fucales

Fucales

Gigartinales

Gigartinales

FucalesCeramiales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Order

Sargassum
yamadaeSargassum
horneri

Chondria
crassicaulis

Saccharina
japonica

Saccharina
japonica

Colpomenia
sinuosa

Sargassum
fusiforme

Sargassum
muticum

Chondrus
giganteus

Chondrus
giganteus

Sargassum
thunbergii

Chondria
crassicaulis

Plocamiumcartilagineum

Grateloupia
lanceolata

Gloiopeltis
furcata

Ahnfeltiopsis
paradoxa

Grateloupia
turuturu

Species

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Hisanohama,
Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Locality-1

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

9.69

n.d.

42.05

34.03

33.55

219.97

Directly dried

Directly dried

21.49

123.97

18.33

Directly dried

Directly dried

Directly dried

38.55

345.96

Directly dried

Directly dried

41.82

22.16

n.d.

64.95

10.64

10.32

Bq kg

Cs

134

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Note (sample
preparationand natureof samples)

2.30

0.00

4.27

2.82

2.71

4.88

1.86

4.21

3.51

2.44

5.95

4.62

3.92

0.00

8.00

2.14

2.49

Error

0.005

0.003

0.005

0.003

0.003

0.004

0.003

0.004

0.004

0.003

0.004

0.005

0.007

0.007

0.014

0.002

0.003

Detect.
limit

-1

7.91

10.64

58.60

54.74

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363.6534.70

209.89

36.82

59.74

592.67

47.81

59.69

8.51

92.33

9.84

9.46

Bq kg

Cs

137

4.56

3.11

6.18

3.61

35.82

7.70

3.37

6.76

3.47

3.62

98.32

5.45

6.30

6.27

12.25

1.87

4.22

Error

0.004

0.003

0.005

0.003

0.003

0.003

0.003

0.004

0.004

0.003

0.004

0.006

0.006

0.006

0.013

0.003

0.004

Detect.
limit

K

840.942,250.80

3,937.10

3,218.60

3,479.60

3,025.40

4,206.90

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1,257.70

1,149.10

1,401.50

3,859.40

514.62688.585,190.10

604.94

1,163.40

Bq kg-140

140.74108.28186.64122.46118.90122.48116.521290.70

122.81

97.59

112.60213.11206.47

198.65427.4081.66

128.02

Error

0.132

0.085

0.147

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0.086

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0.193

0.376

0.076

0.116

Detect.
limit

H. Kawai et al. - 24

Rhodophyceae

Rhodophyceae

16 March
2013

16 March
2013

16 March
2013

16 March
2013

16 March
2013

16 March
2013

16 March
2013

16 March
2013

16 March
2013

16 March
2013

k167

k169

k170

k171

k173

k174

k175

k176

k177

Rhodophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Ulvophyceae

k166

Ulvophyceae

Ulvophyceae

16 March
2013

16 March
2013

k160

Phaeophyceae

k165

16 March
2013

k159

Rhodophyceae

16 March
2013

16 March
2013

k158

Rhodophyceae

k164

16 March
2013

k156

Phaeophyceae

16 March
2013

16 March
2013

k155

Phaeophyceae

k162

16 March
2013

k154

Ulvophyceae

16 March
2013

16 March
2013

k153

Class

Taxonomyk161

Collection
date

Samplecode

表 1 continued

Gigartinales

Cladophorales

Laminariales

Laminariales

Ceramiales

Ralfsiales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Cladophorales

Ulvales

Cladophorales

Dictyotales

Rhodymeniales

Gigartinales

Fucales

Laminariales

UlvalesOrder

Mazzaellajaponica

CladophoraalbidaUndaria
pinnatiﬁdaUndaria
pinnatiﬁdaChondria
crassicaulis

Analipusjaponicus

Polyopes afﬁnis

Polyopes afﬁnis

Grateloupia
lanceolata

Grateloupia
lanceolata

Gloiopeltis
furcata

Ahnfeltiopsis
paradoxa

Chaetomorphamoniligera

Ulva prolifera

Cladophora sp.

Pachydictyon
coriaceum

Lomentaria
hakodatensis

Ahnfeltiopsis
ﬂabelliformis

Sargassum
thunbergii

Eisenia bicyclis

Ulva pertusa

Species

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Locality

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Note (sample
preparationand natureof samples)
-1

n.d.

62.13

5.29

6.70

12.14

13.12

12.20

27.53

n.d.

n.d.

n.d.

11.31

n.d.

44.66

50.88

26.23

34.77

16.71

13.92

n.d.

9.79

Bq kg

Cs

134

0.00

5.30

2.10

2.11

2.48

2.58

2.42

4.41

0.00

0.00

0.00

2.13

0.00

4.58

5.23

4.94

3.08

3.77

2.35

0.00

1.87

Error

0.004

0.006

0.003

0.003

0.004

0.006

0.004

0.004

0.003

0.004

0.003

0.002

0.004

0.006

0.006

0.007

0.004

0.008

0.003

0.003

Detect.
limit

-1

8.24

113.19

11.27

n.d.

15.77

36.35

13.51

48.01

7.42

n.d.

n.d.

16.85

10.23

67.05

75.11

38.11

60.47

22.80

20.90

7.18

19.12

Bq kg

Cs

137

2.33

8.75

2.96

0.00

3.92

5.03

3.60

4.06

1.97

0.00

0.00

2.18

3.07

5.66

6.10

5.35

4.43

7.53

2.88

1.84

3.24

Error

0.004

0.006

0.003

0.029

0.004

0.005

0.003

0.004

0.003

0.004

0.003

0.002

0.004

0.006

0.006

0.007

0.004

0.007

0.003

0.003

0.003

Detect.
limit

K771.82

1,573.60

1,808.80

1,352.80

4,277.60

931.90377.65533.00503.27601.26534.66902.53

3,397.30

1,218.00

1,029.20

1,494.50

993.42

1,349.40

1,738.20

1,274.50

1,453.10

Bq kg-1

40

109.99205.12102.71100.01152.07180.17107.94133.3785.20

125.92105.2885.45

168.28

182.82190.05229.91130.86230.51124.2291.32

117.82

Error

0.103

0.190

0.084

0.086

0.110

0.172

0.105

0.128

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0.120

0.100

0.076

0.134

0.172

0.179

0.216

0.121

0.217

0.106

0.079

0.103

Detect.
limit

H. Kawai et al. - 25

16 March
2013

k191

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Ulvophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Ulvophyceae

Ulvophyceae

Class

Taxonomy

Laminariales

Ceramiales

Ralfsiales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Ectocarpales s.l.

Ulvales

Bangiales

Gigartinales

UlvalesUlvales

Order

Undaria
pinnatiﬁdaChondria
crassicaulis

Analipusjaponicus

Gloiopeltis
furcata

Gloiopeltis
furcata

Neodilsea
longissima

Petalonia fascia

Ulva prolifera

Pyropia
yezoensis

Chondrus
giganteus

Ulva pertusa

Ulva pertusa

Species

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Hirono, Futaba,
Fukushima

Nagasaki, Iwaki,
Fukushima

Locality

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Note (sample
preparationand natureof samples)
-1

n.d.

29.82

22.10

9.04

14.63

7.08

n.d.

78.64

n.d.

8.03

26.06

32.05

Bq kg

Cs

134

0.00

2.84

2.30

2.42

2.89

2.59

0.00

6.22

0.00

2.00

4.60

3.56

Error

0.003

0.003

0.003

0.005

0.005

0.003

0.005

0.008

0.005

0.003

0.007

0.005

Detect.
limit

-1

11.93

49.95

36.36

24.57

18.17

14.36

21.69

139.62

11.26

13.81

58.17

60.48

Bq kg

Cs

137

2.67

4.25

3.02

3.71

3.36

3.25

3.26

8.75

2.88

3.09

5.74

5.13

Error

0.002

0.003

0.003

0.005

0.005

0.003

0.004

0.007

0.004

0.003

0.006

0.005

Detect.
limit

K

1,313.60

3,051.80

1,113.90

542.12437.27

1,756.70

1,394.70828.08759.90537.881,016.70

1,362.20

Bq kg-1

40

89.82

126.981017.40143.03148.11113.02138.48230.72

146.3390.53

201.46161.87

Error

0.077

0.097

0.910

0.138

0.145

0.096

0.125

0.224

0.139

0.086

0.192

0.148

Detect.
limit

Values of detection limit in Bq kg-1. n.d. means not detectable (blow the detection limit). Error means overall error estimated by the analyzing software from systematic errors in the system together with the standard deviationof the counting

16 March
2013

16 March
2013

k186

k190

16 March
2013

k185

16 March
2013

16 March
2013

k184

k189

16 March
2013

k183

16 March
2013

16 March
2013

k180

k188

16 March
2013

k179

16 March
2013

16 March
2013

k178

k187

Collection
date

Samplecode

表 1 continued

H. Kawai et al. - 26

Collectiondate

2 May 2011

2 May 2011

6 May 2011

6 May 2011

6 May 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 2011

9 July 201114 October 2011

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

4 July 2012

Samplecode

IMU001

IMU002

IMU003

IMU004

IMU005

IMU006

IMU007

IMU008

IMU009IMU010

IMU011

IMU012

IMU013

IMU014

IMU015

IMU016

IMU017

IMU018IMU019IMU020

IMU021

IMU022

IMU023

IMU024

IMU025

IMU026

IMU027

IMU028

IMU029IMU030

IMU031

IMU032

IMU033

IMU034

IMU035

IMU036

IMU037

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Ulvophyceae

Ulvophyceae

Ulvophyceae

Ulvophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Rhodophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Class

Taxonomy

Ceramiales

Ceramiales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Corallinales

Corallinales

Bryopsidales

CodialesCladophorales

Ulvales

Laminariales

Laminariales

Laminariales

Fucales

Fucales

Fucales

Ectocarpales s.l.

Ectocarpales s.l.

Ectocarpales s.l.

Dictyotales

Ralfsiales

Fucales

Rhodymeniales

Gigartinales

Gigartinales

Gigartinales

Laminariales

Desmarestiales

Ectocarpales s.l.

Ectocarpales s.l.

Dictyotales

Gigartinales

Laminariales

Laminariales

Fucales

Dictyotales

Order

Laurencia okamurae

Chondria crassicaulis

Ahnfeltiopsis paradoxa

Chondrus ocellatus

Chondracanthus intermedius

Calliarthron yessoense

Corallina pilulifera

Bryopsis plumosa

Codium lucasii

Chaetomorpha moniligera

Ulva pertusa

Eisenia bicyclis

Saccharina japonica

Undaria pinnatiﬁdaSargassum thunbergii

Sargassum horneri

Sargassum confusum

Tinocladia crassa

Scytosiphon lomentaria

Leathesia difformis

Dictyota dichotoma

Analipus japonicus

Sargassum horneri

Gastroclonium paciﬁcum

Ahnfeltiopsis paradoxa

Grateloupia sparsa

Chondrus ocellatus

Eisenia bicyclis

Desmarestia ligulata

Scytosiphon lomentaria

Colpomenia sinuosa

Dictyota dichotoma

Grateloupia lanceolata

Eisenia bicyclis

Saccharina japonica

Sargassum yamadae

Spatoglossum paciﬁcum

Species表 2 いわき明星大学において測定した 134Cs and 137Cs の測定結果

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Shioyazaki, Iwaki, Fukushima

Shioyazaki, Iwaki, Fukushima

Locality

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Directly dried

FrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenFrozenNote (sample
preparation andnature of samples)

129

69.0

27.9

23.2

38.9

14.7

36.2

72.4

n.d.

17.1

15.3

14.8

n.d.

n.d.

14.3

17.7

15.5

27.3

n.d.

128

113

54.2

267

733

174

569

288

676

154

590

720

556

2,920

3,670

3,910

1,210

5,200

Bq
kg-1

Cs

134

7.29

7.69

35.9

4.07

6.04

3.53

3.56

8.32

0

3.99

3.76

3.23

0

0

2.81

3.75

3.80

8.31

0

10.4

8.20

6.30

62.3

43.8

13.2

50.0

64.1

16.0

7.70

53.4

163

72.1

123

96.5

116

25.2

138

Error

11.3

16.4

8.22

10.3

14.9

9.82

7.29

19.0

48.0

11.0

10.5

8.69

10.8

10.8

7.59

10.3

10.6

24.4

51.0

20.7

14.8

13.8

172

70.2

23.3

102

174

21.0

11.3

98.5

446

167

159

107

144

25.8

156

Detect.
limit

239

105

47.0

40.6

54.2

22.1

63.9

86.7

109

26.5

23.7

19.0

23.7

23.0

31.3

37.4

30.0

38.7

56.3

213

150

87.8

470

1,190

339

1,030

333

1,240

255

1,080

1,390

1,130

4,390

5,980

6,020

1,980

9,430

Bq
kg-1

Cs

137

9.59

8.81

4.54

4.87

6.64

3.83

4.63

8.96

18.3

4.93

4.32

3.67

3.92

4.25

3.60

4.75

4.20

9.62

15.8

12.2

9.31

7.52

66.2

53.1

17.4

58.8

63.7

21.1

9.98

68.3

189

88.2

146

119

138

31.5

179

Error

9.84

15.4

9.15

10.4

14.7

9.45

7.87

19.5

4.50

12.7

11.0

9.52

9.39

11.2

8.00

11.1

9.20

27.0

45.7

18.5

14.7

13.7

147

64.5

22.9

81.1

164

17.5

11.5

101

434

148

144

89.2

108

19.9

133

Detect.
limit

H. Kawai et al. - 27

10 December 201210 December 201210 December 2012

IMU038IMU039IMU040-1

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Phaeophyceae

Class

Taxonomy

Laminariales

Fucales

Fucales

Order

Saccharina japonica

Sargassum siliquastrum

Sargassum horneri

Species

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Nagasaki, Iwaki, Fukushima

Locality

Directly dried

Directly dried

Directly dried

Note (sample
preparation andnature of samples)

26.2

60.5

16.3

Bq
kg-1

Cs

134

5.23

7.04

4.69

Error

13.8

16.2

13.6

Detect.
limit

47.5

118

n.d.

Bq
kg-1

Cs

137

6.22

8.37

0

Error

13.9

13.1

16.0

Detect.
limit

Values of detection limit in Bq kg . n.d. means not detectable (blow the detection limit). Error means overall error estimated by the analyzing software from systematic errors in the system together with the standard
deviation of the counting

Collection
date

Samplecode

表 2 continued

福島第一原子力発電所から北西32 kmに位置する牧草地における事故後2年間の134Cs および137Cs放射線量の変化
塩見正衛1・寺島一郎2・福田裕穂31

放送大学茨城学習センター，310-0056 水戸市文京2-1-1
e-mail: shiyomi_masae2007@yahoo.co.jp

2

東京大学理学系研究科生物科学専攻，113-0033 東京都文京区本郷7-3-1
e-mail: itera@biol.s.u-tokyo.ac.jp

3

東京大学理学系研究科生物科学専攻，113-0033 東京都文京区本郷7-3-1
e-mail: fukuda@biol.s.u-tokyo.ac.jp

キーワード：移行係数・イネ科牧草・クローバ類・植物による除染・飼料

134

Cs and 137Cs levels in a grassland, 32 km northwest of the Fukushima 1 Nuclear Power Plant,measured for two seasons after the fallout
Masae Shiyomi1・Ichiro Terashima2・Hiroo Fukuda3
1

Ibaraki Study Center, The Open University of Japan, 2-1-1 Bunkyo, Mito 310-0056, Japane-mail: shiyomi_masae2007@yahoo.co.jp

2

Department of Biological Sciences, Graduate School of Science, The Universisty of Tokyo,
7-3-1 Hongo, Bunkyo-ku, Tokyo 113-0033, Japane-mail: itera@biol.s.u-tokyo.ac.jp

3

Department of Biological Sciences, Graduate School of Science, The Universisty of Tokyo,
7-3-1 Hongo, Bunkyo-ku, Tokyo 113-0033, Japane-mail: fukuda@biol.s.u-tokyo.ac.jp
Keywords: Forage・Clover・Grass・Phytoremediation・Transfer factor

要 旨
福島第1原子力発電所の北西32 kmに位置する牧草地において，2011年6月から2012年10月まで，牧草および土壌中の放射性セシウム（134Csおよび137Cs；RACs）量を測定した。2011年には，牧草サンプル
Shiyomi et al.−1

および深さ5 cmまでの土壌サンプルのRACs （134Cs +137Cs） 値は，最高がほぼ80 kBq kg DW-1であった。牧草地のイネ科牧草とクローバはほぼ同一のRACs値であった。2年間とも，これらの牧草におけるRACs値はバイオマス（乾物重）の増加にともなって増加する傾向にあったが，その絶対値は2012
年には減少した。土壌中のRACs値は，土壌が深くなると急激に減少し，深さ5–10 cmの土壌層におけるRACs値は深さ0–5 cmの土壌層のわずか3%であった。牧草地上部および地下部への移行係数（深さ0–10 cmの土壌層（DW）の放射線量に対する牧草（DW）のもつ放射線量の比）は，2011年には，それぞれ0.5および1.0であったが，2012年には，ほぼその1/2に減少した。これらの変動をもたらしたメ
カニズム，および牧草として許容できるレベルまでRACs値を減らす方法について若干の議論を行った。

１．はじめに2011 年 3 月 11 日に発生したマグニチュード 9.0 の地震とそれによって引起こされた巨大津波は，本州北部に大災害をもたらした。最大の災害の一つが，福島第 1 原子力発電所（以降，F1NPP）で発生した水素爆発の事故である。その事故によって，放射性ヨウ素 （131I） および放射性セシウム （134Csと 137Cs；以降，RACs） などの大量の放射性物質が放出されるに至った。放出された放射性物質の総量は，131I が 1.3–1.6 × 1016 Bq，137Cs が 0.61–1.5 × 1017 Bq と推定されている（Nuclear Emergency Response
Headquarters, Government of Japan, 2011）。Morino et al.（2012）は，2011 年 3 月に F1NPP から放出された 131I の 13%および 137Cs の 22%が日本の国土に降下し，その 60–70%は福島県内に降下したとしている。このため，福島における放射性物質の状態と動きを明らかにしておくことはきわめて重要であると考える。
植物は，ほとんどの生態系において，物質循環の中心的な役割をもっているとの観点に立ち，F1NPP
由来の放射性物質が降下した福島県川俣町山木屋地区において，2011 年と 2012 年に牧草地の植物（牧草）と土壌のもつ放射性物質の分布量の調査を 6 回行った。これまでに国際原子力委員会（IAEA）は，
チェルノブイリ事故以降のロシアおよびヨーロッパにおける放射性物質の植物による吸収事例についての報告を行っている （IAEA 2001, 2006） けれども，生育している植物種，土壌タイプ，気候・気象条件などは，福島とは大きく異なっている。このことは，単純にチェルノブイリ事故の結果を福島に適用することができないことを示唆している。
本研究の目的は，牧草地における RACs の動態を明らかにするために，牧草–土壌間における 13 本研
究の目的は，牧草地における RACs の動態を明らかにするために，牧草–土壌間における 134Cs および137

Cs の空間的・時間的変化を解析し，土壌からの RACs の移行効率が異なった牧草種間で異なっているかどうかを比較し，また牧草部位や時間経過によって RACs の蓄積に変化が起こるかどうかを明らかにすることである。

Shiyomi et al.−2２．材料および方法
２−１．調査地
調査地は，福島県川俣町山木屋地区に所在する農家の牧草地 （北緯 37 35′，東経 140 38′，標
高 630 m ） で，F1NPP から北西 32 km に位置し，高放射線量のため除染が予定されている（2013年 10 月末現在未実施）。土壌は火山灰に由来するクロボク土で，砂土 50%，シルト 30%，粘土 20%の構成比である（分析：エーザイ生科研株式会社）。調査した牧草地の植生は，イネ科牧草のチモシー（Phleum pratense L.），オーチャードグラス（Dactylis glomerata L.），ペレニアルライグラス（Lolium
perenne L.）とクローバ類 （主にシロクローバ Trifolium repens L，まれにアカクローバ Trifolium pratense
L.が見られる） が播種され，優占している。これらはすべて多年生植物である。牧草地は 30 年以上にわたって刈取り飼料用に利用されてきた。
牧草地は毎年秋に，生育が悪い場所は深さ約 15 cm の耕起を行い，m2 当りチモシー0.5 g，オーチャ
ードグラス 2 g，ペレニアルライグラス 0.5 g，シロクローバ 0.5 g の播種を行っている。F1NPP 事故の前年，2110 年 9 月 10 日に耕起・播種を行った。施肥は次のように年 3 回分施した：3 月下旬に窒素，
リン酸，カリそれぞれ 8.4 g m–2，5 月下旬と 8 月上旬ともに尿素 20 g m–2 とカリ 10 g m–2。F1NPP 事故
後は，播種，施肥は行っていない。事故後の 2011 年 8 月および 2012 年 8 月に，牧草は地上 10–15 cmの高さで全部刈取り，牧草地外に持ち出した。
２−２．サンプリング
サンプリングは，2011 年 6 月 25 日，9 月 6 日，10 月 29 日，2012 年 5 月 2 日，7 月 15 日，10 月 24
日の計 6 回行った。2011 年 6 月 25 日，牧草地に 50 m × 50 m 区画を設定し，その中のランダムな地点
から主要な種の地上部を採取した。2011 年 9 月 6 日には，上記区画内に 50 cm × 50 cm のコドラート
を 7 個置き，地上部を牧草種ごとに採取した。これらのコドラートの中 3 個で，直径 5 cm の土壌コア・
サンプラー （藤原科学製） を用いて，地表 0–2.5 cm，2.5–5 cm および 5–10 cm の層に分けて土壌を採取した。
2011年10月29日以降のサンプリングでは，
上記50 m × 50 mの区画内の牧草地（2010年9月10日に播種）の尾根に沿った15 m × 10 mの緩傾斜地に，調査時ごとに50 cm × 50 cmのコドラートを3個置いて牧草と土壌を採取した（図1）。コドラート内の牧草地上部は，地上3 cm以上の部位，0–3 cmの部位，地表面
リターに分けて採取した。また，直径5 cmの土壌コア・サンプラー （藤原科学製） を用いて，50 cm
× 50 cmの各コドラート内で地表から深さ5 cmまでの牧草地下部（根と根系）を含む土壌を25個
図 1. 牧草地上部刈取りおよび土壌採取後の 50 cm ×50 cm コドラート
2011 年 10 月 29 日撮影。

Shiyomi et al.−3採取（図1），混合した後，採取後3 mmメッシュの篩を用いて地下部と土壌に分けた。牧草地下部は，付着している土壌を除去するため現地おいて水道水で洗浄し，実験室に持ち帰った後，さらに水道水で5回洗浄して完全に土壌を除去した。牧草および土壌サンプルは80℃に設定した乾燥器 （サンヨーMOV-2125） で48時間乾燥を行った。
２−３．放射線量の測定
牧草および土壌の放射線量は神戸大学で測定した（Mimura et al. 2014）。
２−４．土壌特性
2012年10月24日に採取した土壌の特性をエーザイ生科研株式会社 （東京） に依頼，分析した。

３．結 果
３−１．土壌中の放射性セシウム量
2011 年 9 月 6 日に 3 個のコドラートで，地表面から 2.5 cm まで，2.5–5.0 cm，5–10 cm の 3 層の土壌を採取した。地表面から 10 cm までの土壌層の RACs 値は，134Cs が 13.4–43.0 kBq kg DW–1，137Cs が。深さ 5–10 cm 土壌層における RACs 値は 0–5cm 層のわずか 3%
15.7–49.5 kBq DW–1 であった （図 2）だったので，以後の調査では 0–5 cm 層の土壌だけの RACs 値を測定することにした。

図 2. 土壌深度と 134Cs （a） お
よび 137Cs （b）放射線量の関係
土壌は，年 9 月 6 日，10 m × 15 mの面積内で採取。Q1, Q2, Q3 はコドラート番号。
３−２．放射性セシウム量の牧草種間差異
2011 年 6 月 25 日および 9 月 6 日，牧草種ごとの地上部 RACs 値の測定を行った。2011 年 6 月 25 日に採取したクローバ類の RACs 値（134Cs + 137Cs）は 12.5 kBq kg DW–1 で，イネ科牧草の平均（6.3 kBq kg
DW–1）より相当高い値を示した。しかし，2011 年 9 月 6 日に採取した牧草地上部の RACs 値は，オーチャードグラスの RACs 値 （15.4 kBq kg DW–1） は，クローバの RACs 値 （9.1 kBq kg DW–1） より高かった （図 3）。これらから，この時点では，特定の牧草種の RACs 値が特に高い値を示す傾向は認められないと判断した。2011 年 3 月の放射性物質降下時には，牧草地上部の出葉はまだほとんどなかったと考えられるので，牧草地上部の放射線量は主に土壌から吸収，輸送された 134Cs と 137Cs によるものと考える。
Shiyomi et al.−4図 3. 2011 年 6 月 25 日および 9 月 9 日に採取した牧草のRACs 値（種ごとのデータ数n =4–8）
Ti, チモシー; Or, オーチャードグラス; Pe,
ペレニアルライグラス; Cl, クローバ類 （シロクローバ＋少量の赤クローバ）。
３−３．放射性セシウム量の場所間変動
6 月 25 日に設定した 50 m × 50 m 区画内に，2011 年 9 月 6 日，7 個のサイズ 50 cm × 50 cm のコドラートを置き，牧草種を込みにした地上部を刈取って RACs 値を測定した。最大値/最小値比は非常に大。また，牧草バイオマスが大きいほど牧草重量当
きく，134Cs で 17.2，137Cs で 16.6 であった （図 4a）
り RACs 値が高いことが分かった （図 4b）。このことから，牧草の乾物重（以後，DW）にもとづいて計算した RACs 値の変動は，主に地上部バイオマスの変動によるものと考えられる。
３−４．牧草の部位別および地上リターと土壌の放射性セシウム量
2011 年 10 月 29 日以降の調査では，牧草の部位別 RACs 値を測定した。2012 年 5 月 2 日および 7 月
15 日に採取した RACs 値を図 5 に示す。RACs の部位別分布には，牧草種間で大きな差異は認められなかった。RACs 値の変動はチモシーの穂（H:Ti），リター（Litter），地下部（Root）で，他の牧草種よりも若干大きかったけれども，測定したコドラート数がわずか 3 なので，これらの数値だけから確実な結論を出すのは困難だろう。土壌サンプル間の RACs 値の変動は相対的に小さかった。

図 4. 牧草地上部の RACs 値の空間的変動（2011 年 9 月 6 日にサンプル採取）a) 50 m × 50 m の面積内に設置した 7 個の 50 cm × 50 cm コドラート間の RACs 値の変動。
変動係数は 134Cs が 84.5%，137Cs が 85.1%。
b) 牧草地上部バイオマス（DW）と RACs 値の関係
バイオマス（DW）と 134Cs および 137Cs の放射線量の相関係数はそれぞれ 0.808 および 0.813 で，ともに 1%水準で統計的に有意。
Shiyomi et al.−5すなわち，2011 年 10 月 29 日では，134Cs が 7.5–8.2 kBq kg DW–1，137Cs が 9.1–9.9 kBq kg DW–1； 2012
年 5 月 2 日では，134Cs が 8.0–9.2 kBq kg DW–1，137Cs が 11.4–13.3 kBq kg DW–1； 2012 年 7 月 15 日では，
134

137
134
Cs が 3.3–6.6 kBq kg DW–1，
Cs が 4.8–10.3 kBq kg DW–1； 2012 年 10 月 24 日では，
Cs が 5.3–5.9 kBq

kg DW–1，137Cs が 8.6–9.7 kBq kg DW–1 であった。ただ，これらの時日より前の 2011 年 9 月 6 日に採取した土壌では，コドラート間に大きな変動が見られ，134Cs が 13.4–43.0 kBq kg DW–1，137Cs が 15.7–49.5
kBq kg DW–1 であった。
３−５．土地単位面積当り放射性セシウム量
牧草地を主に植物と土壌が形成している生態系とみなすとき，RACs はこの生態系内で相互に作用し合っている様々な要素間のネットワークを通じて移動・循環していると考えることができる。このような RACs の動態を理解するために，土地単位面積当り RACs 値の解析を行った。図 6a–c に，2011
年 10 月 29 日に採取し測定した 3 個のコドラートに対する単位面積当り RACs 値を示す。先ず，単位面積当り RACs 値を，① 生態系要素の牧草と土壌の RACs 値に分け （各図の左側），② さらに牧草の ARC 値を牧草の部位ごとに分けた （右側）
。この調査では，3 個のコドラート間に大きな差は認められなかった。3 個のコドラートの平均 RACs 値を図 6d に示す。土地面積当たりを考えると，土壌のRACs は，牧草の RACs 値に比べ圧倒的に高い値をとった。土壌の RACs 値は 134Cs と 137Cs を込みでみると 327–394 kBq m–2，牧草（地表面リターを含む）の RACs 値は 28–65 kBq m–2 で，牧草の RACs
値の割合は 6.5–15.7%であった。乾物当りで牧草部位別の RACs 値を見た場合，地表面から 3 cm 以上の部位（飼料は主にこの部分）に含まれる RACs 値が 134Cs と 137Cs を込みで平均 15.2 kBq kg DW–1 とな
図 5. 2012 年 5 月 2 日（a，b） および 7 月 5 日 （c，d）における牧草の
部位別，地表リター，土壌の RACs
値
縦線は 3 個のコドラートにおける変動幅，縦線上の中間の 1 点は 3 個のデータの 2 番目の値を示す。H, 穂，Up, 牧草の地表面から 3 cm 以上の部
位，Lw, 牧草の地表面から 3 cm 以下の部位，Ti, チモシー，Or, オーチャードグラス，Pe, ペレニアルライグラ
ス，Cl, クローバ類，Gr, イネ科牧草。

Shiyomi et al.−6なるから，農林水産省が飼料用として 2013 年 9 月現在許容されている放射線量 0.5 kBq kg DW–1（農林水産省：含水率 80%の飼料で，許容放射線量 0.1 kBq kg DW–1，農林水産省 2012）よりも相当高い値であった。牧草地上部で地表面から 3 cm 以上の部位の RACs 値は単位面積当たりでは 6.23 kBq m-2 であった。
2012 年 5 月 2 日および 7 月 15 日における単位面積当たり RACs 値を図 7 に示す。5 月 2 日における牧草の 134Cs と 137Cs を込みにした RACs 値は 3 個のコドラート間で 3.2–7.2 kBq m–2 で，この値は土壌と牧草を込みにした全 ARCs 値の 1.1%であった。7 月と 10 月における調査では，牧草の RACs 値は 5月の値より高かった。7 月 15 日の牧草の（134Cs と 134Cs を込みにした）平均 RACs 値は 19.4 kBq m–2，
10 月 24 日の牧草の平均値は 9.7 kBq m–2 で，それぞれ土壌と牧草を込みにした RACs 値の 6.7%および3.1%に相当した。2012 年 7 月 15 日の調査における単位面積当り牧草の DW と，単位面積当たり牧草
部位の RACs 値の関係を図 8 に示す。
図 8 では，単位面積当り 134Cs 値と牧草部位の DW 間に 0.871 の，。これ
また 137Cs 値と牧草部位の DW 間に 0.852 の相関がみられた（ともに，1%水準で統計的に有意）らのことから，牧草の全体あるいは部位ごとの DW 当り RACs 値の差異は，主に牧草部位のバイオマス（DW）の大きさに依存していると考えられる。
なお，2011 年 9 月 6 日の調査においては，単位面積当り牧草 DW と牧草の単位重量当り RACs 値の間には高い相関が見られた（図 4b）が，単位面積当り牧草 DW と単位面積当り牧草の RACs 値の間にも，134Cs では 0.878，137Cs では 0.882 の高い相関がみられた。このことは，単位重量当り高い RACs
値をもつ牧草の地点では，面積当りに換算しても RACs 値は高いことを意味している。実際，図 4 に示した 7 個のコドラートから得られたデータでは，単位重量当り RACs 値と単位面積当り RACs 値の相関係数はほぼ 1 であった。

図 6. 2011 年 10 月 29 における牧草地単位面積当り RACs 値
m2ᙜࡾRACs್ࢆ∾ⲡ࡜ᅵተ㒊ศ࡟ศࡅ㸪∾ⲡࡣࡉࡽ࡟ᆅ⾲㠃࠿ࡽ3 cm௨ୖࡢ㒊఩㸦Upper㸧㸪ᆅ⾲㠃࠿
ࡽ3 cm௨ୗࡢ㒊఩㸦Lower㸧㸪ᆅ⾲ࣜࢱ࣮㸦Litter㸧㸪ᆅୗ㒊㸦Root㸧ࡢRACs ್࡟ศࡅࡓࠋ3ಶࡢࢥࢻࣛ
࣮ࢺࡈ࡜ࡢᩘ್㸦a㸪b㸪c㸧࡜ᖹᆒ 㸦d㸧 ࢆ♧ࡋࡓࠋShiyomi et al.−7以上から，牧草の部位別 RACs 値は調査日によって異なっており （図 7），かつ牧草の部位によっても異なっていること（図 8）が明らかになった。

図7. 2012 年5 月2 日（a），
7 月12 日（b）
および 10 月 24 日 （c） の単位面積当り
RACs 値
左：牧草および土壌の m2 当り RACs 値；
右：牧草の m2 当り部位別 RACs 値
牧草および土壌の RACs 値は 280–430 kBq
部位等の記号は図5，6を参照のこと，m–2。
Moss は蘚類。

図 8. 牧草の部位別バイオマス（DW）と
部位別 RACs 値の関係
図中の点は，穂，地表面から 3cm 以上の部位，地表面から 3cm 以下の部位，地上
リターのいずれかの RACs 値。バイオマス
（DW）
（DW）
と 134Cs値およびバイオマスと 137Cs 値の相関係数は，それぞれ 0.871
および 0.852 で，ともに 1％水準で統計的࡟᭷ព 㸦n = 28㸧ࠋShiyomi et al.−8

３−６．牧草部位および土壌乾物重当り放射性セシウム量の経時的変化
イネ科牧草とクローバ類の地上部，地下部および土壌の RACs 値の経時的変化を図 9 に示す。2011
年 10 月 29 日および 2012 年 10 月 24 日に採取した牧草地上部では，測定時にイネ科牧草とクローバ類
を（種類に分けせず）込みにして取扱った。2011 年 9 月 6 日に採取した地上部データは種別に分けてあるが，土壌のデータが欠如している（△で示してある）。土壌と地下部の 134Cs の放射線量は 2011 年
9 月 6 日以降わずかずつ減少したが，137Cs には大きな減少は見られなかった。これは，134Cs は崩壊速度が速い（半減期：2.06 年） ためと考えられる。2012 年 5 月 2 日を除くと，牧草地上部における RACs
値の変動はそれほど大きくない。2012 年 5 月 2 日，7 月 15 日および 10 月 24 日に採取した地上部バイオマスのサンプルは，それぞれ 389，921，804 g DW m –2 であった。これらの数値は，2011 年 9 月 6日に採取したサンプルからの傾向（図 4）とよく一致していて，牧草地上部の RACs 値とバイオマスの間に強い相関関係があることを示している。 以上のデータから，次の 2 つの結論が導ける：① 乾
物重当たり RACs 値は，牧草の成長に伴って増加した （図 6，7，9）；② 牧草の RACs 値は 2012 年よりも 2011 年の方が高かった（図 6，7，9）。

図 9. 牧草部位および土壌の単位 DW 当り RACs 値の経時的変化
2011 年 7 月 11 日から 2012 年 10 月 24 日までに記録したデータを用いて集計したイネ科牧草，クロー
バ類の地上部，全種込みの地上部，地下部，土壌における RACs 値の経時的変化を示す（▼はデータを記録した日）。データ採取部位はサンプリング日によって異なっているので，図中の打点は日間で不揃いである。2011 年 10 月 29 日および 2012 年 10 月 24 日に採取した地上部サンプルでは，種の分類
ࢆ⾜ࢃ࡞࠿ࡗࡓࠋ2011 ᖺ 9 ᭶ 6 ᪥࡟᥇ྲྀࡋࡓࢧࣥࣉࣝࡣ✀࡟ศ㢮ࡉࢀ࡚࠾ࡽࡎ㸪ᅵተࢧࣥࣉࣝࢆ᥇ྲྀ
ࡋࡓ 3 ࢥࢻ࣮ࣛࢺࢆྵࡴ 7 ࢥࢻ࣮ࣛࢺ࠿ࡽ᥇ྲྀࡋࡓࢧࣥࣉ࡛ࣝ࠶ࡿࠋࡇࢀࡽࡢࢧࣥࣉ࡛ࣝࡣ㸪ᆅୖ㒊ࠋࡢ RACs ್ࡣ 134Cs ࡛ 17.1 kBq kg DW–1㸪137Cs ࡛ 19.6 kBq kg DW–1 ࡛࠶ࡗࡓ㸦 ࡛♧ࡋ࡚࠶ࡿ㸹n = 7㸧Shiyomi et al.−9

４．考 察４−１．放射線量の空間的変動
本調査はすべて同一牧草地の 50 m × 50 m 区画内で行った。さらに，2011 年 10 月 29 日以降に設定したコドラートは，すべて上記 50 m × 50 m 区画内の面積 15 m×10 m 内に設置した。このような小面積内で調査したにもかかわらず，RACs 値のコドラート間変動はかなり大きかった。これは，この区画内に飛来・降下した放射性物質の量に大きな空間的変動があったことを意味している。F1NPP の水素爆発直後 （2011 年 5 月 11 日の予備調査） における植物葉のオートラディオグラムを見ると，数cm2 の牧草葉内に多数の放射性スポットが見られた。これは，葉面へ降下・沈着した放射性物質によるものと考えられる。このような強い放射性物質の牧草地における不均一な分布が，調査地点間における放射線量に大きな変動をもたらしたのであろう。2011 年 6 月 26 日に，2 m × 2 m のコドラートを3 個設けて，携帯用放射線測定器で測ったところ，2 m × 2 m 内でさえいくつかのホットスポットが存在することが分かった。このことは，RACs 値の空間的変動は 30–50 cm 程度の小さな面積においてさえ生じていることを意味している。岩手県内の牧草地（F1NPP の北約 170 km）で 2011 年 6 月から 11月に行った放射性物質の分布調査では，5–10 m くらいの距離で顕著な空間的変動が存在したと報告している （Tsuiki and Maeda 2012）。同様の規模の空間的変動は，福島県内の都市部環境でも見られた（Bossew 2013）。このように，RACs 値はいろいろな大きさの空間的変動をもっている可能性がある。
われわれの調査地点は，F1NPP から北西 32 km に位置しているけれども，134Cs と 137Cs の放射線量は F1NPP から同等の距離にある他の地域より高かった （Ministry of Education, Culture, Sports, Scienceand Technology 2011a,b）。F1NPP の水素爆発によって発生し，大気中に浮遊していた放射性物質が南東風によって移動，降雨によってわれわれの調査地など特定の地域に降下・沈着した。牧草地上部の。牧草を部位別にみると，2011 年 10
RACs 値は，2011 年 9 月には 5–80 kBq kg DW–1 であった （図 4）月 29 日時点では，地表面に近い部位 （地表から 3 cm まで） が最も高い RACs 値を示し，地下部も比較的高い値を示した。飼料として利用される牧草はほぼ地上 5 cm よりも上部であるが，本調査の2012 年 10 月 24 日における RACs 値は，134Cs と 137Cs を込みにして 5.19 kBq kg DW–1 なので，政府が決めた飼料として用いることのできる基準値 0.5 kBq kg DW–1（農林水産省 2012）を大幅に超えている。
４−２．放射性セシウムの牧草への移行
土壌から植物への放射性物質の吸収を表わす「移行係数 Fv」は，「特定の土壌層の土壌の DW がもつ放射性物質の量に対する，植物体のDWがもつ放射性物質量の比」で表わされている（IAEA 2010）。
牧草類に対しては，「0–10 cm の土壌層をとる」とことになっている（IAEA 1982, 2010）。われわれのデータでは，RACs 値は牧草中と土壌中でほぼ同量であった（たとえば，2012 年 7 月 15 日のデータは
図 5 を，また 2012 年 7 月 15 日と 10 月 24 日のデータは図 9）。牧草地下部の RACs 値は，0–5 cm の土壌層とほぼ同じであった （図 9 を参照）
。図 5 では，地上部の RACs 値は 2011 年における土壌中のRACs 値とほぼ同じかやや高く，
2012 年の土壌中の RACs 値のほぼ半分だったと考えられる。
深さ 5–10cm ࡢᅵተᒙࡢ RACs ್ࡣ㸪0–5 cm ᒙ࡟࠾ࡅࡿ RACs ್࡟ẚ࡭࡚↓ど࡛ࡁࡿ⛬ᗘ࡛࠶ࡗࡓ 㸦ᅗ 2㸧ࠋࡇ
ࡢ 2 ࡘࡢᅵተᒙ࡟࠾ࡅࡿᅵተࡢ௬ẚ㔜࡟኱ࡁ࡞ᕪࡀ࡞࠸࡜௬ᐃࡍࡿ࡜㸪ࢹ࣮ࢱ 㸦ᅗ 9㸧 ࠿ࡽ᥎ᐃࡋ
ࡓ Fv ್ࡣ㸪ᆅୗ㒊࡛ࡣ࡯ࡰ 1㸦ࢧࣥࣉࣝ࡟ࡼࡗ࡚ࡣ > 2㸧㸪2011 ᖺࡢᆅୖ㒊࡛ࡣ 0.5–1.0㸪2012 ᖺ࡛ࡣ
Shiyomi et al.−10

地下部で 0.5，地上部で 0.25 であった。これらの数字は，これまでに報告されている牧草に対する値にほぼ一致している （IAEA 2010）。Kobayashi et al. （2013） は，F1NPP から 112 km 南西に位置す
る那須の褐色低地土壌の圃場で，バイオ燃料生産試験のために栽培した以下のイネ科植物についてのFv 値を得ている：Erianthus arundanaceus エリアンサス，Miscanthus × giganteus ジャイアントミスカン
サス，Miscanthus sinensis ススキ，Panicum virgatum ウイッチグラス，Sorghum bicolor ソルガム，Zea mays
トウモロコシ。この試験から 2011 年に得られた Fv 値は 0.1–0.4 であった。2012 年には，Miscanthus
属だけについて Fv が得られていて，その値は 2011 年に得られた値の 30–60%であった。本研究における Fv の絶対値は，Kobayashi et al. （2013） の数値より大きい傾向にあるが，2012 年の Fv 値は減
少し，Kobayashi et al. （2013） が得た値とほぼ一致した。
４−３．放射性セシウム量のバイオマス量への依存度
図 4 と図 8 などは，DW 当り RACs 値が，牧草のバイオマス（DW）や牧草の部位ごとのバイオマス（DW）と正の相関にあることを示している。図 9 に示したように，牧草バイオマスが最も少なかった 2012 年 5 月 2 日の牧草（DW）の RACs 値は，土壌（DW）の RACs 値に対する比が最も低かった。牧草の DW 当り RACs 値は牧草部位間では大差なく，また牧草種間の違いも小さかった（図 5）。
このことが，図 8 で直線傾向が得られたことを裏付けている。牧草の DW 当り RACs 値は，牧草の成長に伴って大きくなり，どの成長ステージにおいても，牧草部位間でほぼ同じ値になるようである。
被災後，調査地には施肥が行われなかったので，牧草地の土壌は栄養制限状態になっている。2012
年 10 月 24 日に採取した土壌中の置換性 K+含有量は，11.9 ± 1.65 mg K+ （100 g 風乾土）–1（平均 ± 標準偏差）で，良好に維持された牧草地より低い値であった。牧草根による Cs+吸収は，K+によって競争的に抑えられる （山口ほか 2012）。もし牧草の成長が盛んで，根圏で可吸性 K+の減少が生じたな
ら，牧草による Cs+の吸収が増加する可能性がある。さらに，牧草の成長によって根系の生育が促進されると，新しい根系は土壌粒子表面に吸着している Cs+イオンをより効率よく吸収すると考えられる。このような理由で，牧草の DW 当り RACs 値が牧草のバイオマス（DW）の大きさに関係していたのではないかと考える。
４−４．土壌からの放射性セシウムの除去方法
すでに述べたように，
本草地の牧草は，
高濃度の RACs のため飼料として使うことはできない。
RACs
によって汚染された土壌を回復させる方法はいくつか提案されている。たとえば，地表面の土壌を剥がし取る方法 （表土剥離），RACs の高吸収力をもつ植物を栽培して土壌中の RACs の濃度を低くする方法，カリ肥料や RACs 吸収材を施用する方法などがある（Dusenkov et al. 1999; Gommers et al. 2005;
Nakano and Yong 2013; 山口ほか 2012）。
放射性物質で汚染された土壌を深耕・撹拌すると，浅層の高濃度の RACs 値をある程度下げることができる。2012 年 10 月 24 日のデータでは，0–5cm の土壌層における 134Cs + 137Cs の RACs 値は 14.58
kBq kg DW–1 であった。ここで，5 cm より深層の土壌の RACs 値が無視でき，かつ仮比重が深さに関ಀ࡞ࡃ୍ᐃ࡛࠶ࡿ࡜௬ᐃࡁࡿ࡞ࡽ㸪⪔㉳ᚋࡢ RACs ࡣ✀ࠎࡢ⪔῝࡟ᑐࡋ࡚௨ୗࡢࡼ࠺࡟࡞ࡿࠋ
ࡇࡇ࡛㸪๓࡟♧ࡋࡓࡼ࠺࡟ Fv = 0.25 ࡜௬ᐃࡍࡿࠋ῝ࡉ 10㸪50㸪100㸪200 cm ࡢ⪔㉳࣭᧠ᢾࢆ⾜࠺࡜㸪㣫ᩱ୰ࡢ
RACs ್ࢆࡑࢀࡒࢀ 1.82㸪 0.305㸪 0.182㸪 0.091 kBq kg DW–1 ࡟ῶࡽࡍࡇ࡜ࡀ࡛ࡁࡿࡀ㸪0.5 Bq kg  Shiyomi et al.−11

DW–1 以下に薄めるには 40–50 cm の深さまで耕起しなくてはならないから，このような処理は有機物の豊富な表層土を失ってしまうので問題である。
土壌中における Cs+の下層への移動は非常に緩慢で，さらに時間が経過するとますます緩慢になっていくとの報告が多数ある （IAEA 2010, 山口ほか 2012）。これらの文献では，褐色森林土では当初 1
年間に 1 cm の深層への移動がみられたけれども，その後は，1 年間に数 mm の移動しかなかったと記載されている。ただし，クロボク土についての報告は見当たらない。以上のことから，表土剥離と，深層土と表層土の置換を併用する方法が，深耕だけ行うより実際的であると考える。RACs の下層への移動が非常に緩慢で，かつ土壌表層だけに高い RACs の蓄積が起こる場合（図 2），表層土 5 cm までを剥離し，剥離した土を深層に埋めることで 0–10 cm 層の RACs 値を減少させることができる。さらに，カリ肥料施用も植物体の RACs 値の減少に役立つと考えられる。
イネ科牧草およびクローバの Fv 値はその他の植物に比べてかなり高い （IAEA 2010; 農林水産省
2011）。特に，本調査で 2011 年に採取したイネ科牧草とクローバの Fv 値は，Kobayashi et al. （2013）の得た数値にほぼ等しかった。 Cs+ の土壌への移行係数は，時間とともに減少する傾向があり（Kamei-Ishikawa et al. 2008; 山口ほか 2012），
このため Fv 値が時間とともに小さくなると考えられる。
以上から，牧草類を使た RACs の除染には，Cs の飛来・沈着後，可及的速やかに行うことが勧められる。図 6 が示すように，単位面積当りでみると，牧草の RACs 値は土壌中の RACs 値よりうんと少なかった。このため，土壌への Cs+吸着が時間とともに強くなるとすると，牧草などの植物を用いた除染は，ある程度時間がたつと有効性が減少すると考える。

５．謝 辞
著者らは，牧草地利用の許可と貴重な援助をいただいた牧草地の所有者であり福島県県会議員佐藤
金正氏に心から謝意を表する。また，サンプルの放射線量測定を引き受けていただいた三村真理氏および三村徹郎教授（神戸大学理学系大学院）に心からの感謝を表したい。本研究は，三井物産環境基金（R11-F1-010）および文部科学省新学術領域研究 （#24110007） によって行われた。

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Shiyomi et al.−13福島県で行った植物による農地からの放射性セシウム除去の検証
小林大輔 1・大河内利康 1・山上睦 2・信濃卓郎 31

福島県立医科大学医学部細胞統合生理学講座〒960-1295 福島県福島市光が丘１番地

2（公財）環境科学技術研究所環境影響研究部〒039-3212 青森県上北郡六ヶ所村大字尾駮字家ノ前 1-7
3

農研機構東北農業研究センター福島研究拠点 農業放射線研究センター〒960-2156 福島県福島市荒井字原宿南 50

Verification of radiocesium decontamination from farmlands by plants in Fukushima
1

Daisuke Kobayashi, 1Toshiyasu Okouchi, 2Mutsumi Yamagami, and 3Takuro Shinano1

Department of Cellular and Integrative Physiology, School of Medicine, Fukushima Medical
University, 1 Hikarigaoka, Fukushima, Fukushima 960-1295, Japan2

Department of Radioecology, Institute for Environmental Science, 1-7 Ienomae, Obuchi, Rokkasho,
Kamikita, Aomori 039-3212, Japan
3

Agriculture Radiation Research Center, NARO Tohoku Agricultural Research Center, 50
Harajukuminami, Arai, Fukushima, Fukushima 960-2156, Japan

Keywords: Contamination, decontamination, phytoremediation, radiocesium, transfer factor

１．はじめに２０１１年３月、東北地方太平洋沖地震に起因する津波は東京電力福島第一原子力発電所を襲（Matsumura
い、
同発電所で生じた水素爆発は 134Cs 及び 137Cs を含む放射性物質の放出をもたらした
et al. 2011）。この 134Cs 及び 137Cs は福島県をはじめ東北地方全域に広がった。福島県のいくつかの場所で確認された高い線量は、
主に放射性物質が植物表面や土壌に直接付着したためと考えられ、
東日本大震災から 3 ヶ月経た福島県で観測される主な放射線の発生源は、この時地表に沈着した
放射性セシウムによると推測される（González 2012; Kobayashi 2011）。作物は放射性セシウムに汚染された圃場で栽培することにより土壌中の放射性セシウムの一部を作物可食部および非可食部へと吸収する。消費者の放射性物質に汚染されていない食糧に対する要望が大きいため、農家は

Kobayashi et al.-1

土壌から植物への放射性セシウムの移行を抑えるために尽力している。移行係数は土壌から作物への移行を推定するためのリスクアセスメントとして用いられており（Smolders and Tsukada 2011）
注１、土壌から植物への放射性セシウムの移行を減少させる栽培技術の確立は重要な課題である。

一方で、効果的なファイトレメディエーション技術の開発は圃場から放射性セシウムを減少させるために有用である。ファイトレメディエーションに関するいくつかの研究は、実験室レベルやチェルノブイリ原子力発電所事故の被災地で行われた野外試験の適用例が報告されてきた（Bunzl
and Kracke 1989; Putyatin et al. 2006; Soudek et al. 2002）。ファイトレメディエーションそのものの能力
は水耕栽培などで検証され、水溶液から放射性セシウムを効果的に除去した例がある（Soudek et al.
2006）。しかしながら、Soudek らは土壌中に強固に捕捉されているセシウムの物理化学的特性のため、ファイトレメディエーション能力は土壌条件で再検証されなければならないと論じている。
さらには植物栽培というものは土壌特性、天候、そして地理的環境のような様々な条件に依存しているため、地域性も非常に重要である。本調査で我々は福島第一原子力発電所事故後に福島市の圃場で行った、土壌から植物への放射性セシウムの移行について報告し、どのような種の植物が土壌からの放射性セシウムのファイトレメディエーションに有効であるかを検証した。加えて圃場から放射性セシウムを除去するために植物を栽培するその効果についても議論する。
注１：震災直後に 5000 Bq/kg 以上の水田でコメ作付け制限が行われたが、これはイネの移行係数を過大評価で 0.1 とし、食品に含まれる放射性物質の基準値を 500 Bq/kg とした計算から算定された基準であった（土壌中濃度 × 移行係数 ＝植物中濃度）。

２．材料及び方法
２-１．供試植物
本研究では３科１３種の作物を栽培した。ヒマワリ‘ハイブリッドサンフラワー’（Helianthus
annuus L. ‘Hybrid sunflower’；キク科）；アルファルファ‘ケレス’（Medicago sativa L. ‘Celes’；マメ科）、アルサイクローバー‘テトラ’（Trifolium hybridum L. ‘Tetra’；マメ科）、クリムソンクローバー‘くれない’（Trifolium incarnatum L. ‘Kurenai’；マメ科）、シロクローバー‘リベンデル’（Trifolium
repens L. ‘Rivendel’；マメ科）；及びバヒアグラス（Paspalum notatum Flüggé；イネ科）、野生種エンバク（Avena strigosa；イネ科）、オーチャードグラス ‘ナツミドリ’（Dactylis glomerata L.
‘Natsumidori’；イネ科）、リードカナリーグラス‘ベンチャー’（Phalaris arundinacea L. ‘Venture’；イネ科）、スーダングラス（Sorghum sudanense Stapf ‘Hay sudan’；イネ科）、チモシーグラス‘ホライ
ズン’、‘シリウス’、‘ホクエイ’（Phleum pretense L. ‘Horizon’、Phleum pretense L. ‘Sirius’、及び Phleum
pretense L. ‘Hokuei’；イネ科）。これらの種子はカネコ種苗株式会社（群馬）及び雪印種苗株式会社（北海道）から購入した。

２-２．試験地
２０１１年５月から２０１１年１０月迄の期間に、二つの異なる耕起深度を設定し福島市郊外（37°39 N、140°32 E）で圃場試験を行った。この試験地は福島第一原子力発電所から北西方向
50.9 km に位置する。この地域の土壌型は灰色低地土に分類される（MLIT）。２０１１年５月９日の土壌表面（0 から 2.5 cm の深さ）の 134Cs 及び 137Cs の放射能濃度はそれぞれ 12 ± 3 及び 14 ± 4
Kobayashi et al.-2

されている耕耘機で 0 から 8 cm （浅耕）及び 0から 15 cm （普通耕）の深さで耕起した。ヒマ
ワリ栽培区（2 × 2 m）及び牧草栽培区（2.5 × 5 m）にそれぞれ 240 及び 100 kg/ha となるよう混合肥
表１ 土壌中放射性セシウム濃度（栽培前後の浅耕地と普通耕地の134Cs及び 137Cs濃度）(Bq/kg乾重)
浅耕地
普通耕地
日付
(0-8-cm 耕起)(0-15-cm 耕起)
134
137
134
137
Cs
Cs
Cs
Cs

栽培前
1484

1723

2011/6/5

1735
1638

2055
2109

1275
1244

1488
1535

2011/8/29
2011/10/16

物

作 栽培地
キク科
1808
2184
1384
ヒマワリ
マメ科
1637
1959
1130
アルファルファ
1688
2117
1161
アルサイクローバー
1717
2235
1208
クリムソンクローバー
1339
1657
1092
シロクローバー
イネ科
1645
2000
1336
バヒアグラス
1962
2390
1089
野性エン麦
1926
2351
1045
オーチャードグラス
1751
2140
1072
リードカナリーグラス
1720
2154
1312
スーダングラス
1867
2197
1165
チモシーグラス’ホライズン’
1455
1701
928
チモシーグラス’シリウス’
1569
1952
チモシーグラス’ホクエイ’
５地点から採取した土壌を混合したものを１試料とした。

日付

2011/8/9
キク科
84
109
73
102
ヒマワリ
2011/10/16
マメ科
90
104
148
179
アルファルファ
128
132
68
80
アルサイクローバー
143
159
133
182
クリムソンクローバー
45
55
29
37
シロクローバー2011/10/16
イネ科
56
72
62
74
バヒアグラス
ND
46
ND
29
野性エン麦
85
87
76
92
オーチャードグラス
110
115
76
100
リードカナリーグラス
36
42
22
ND
スーダングラス
39
49
51
ND
チモシーグラス’ホライズン’
179
225
102
113
チモシーグラス’シリウス’
159
208
チモシーグラス’ホクエイ’
ヒマワリは３個体を、マメ科とイネ科は単位面積あたりの植 体を混合して１試料とした。NDは検出限 以下。

物

2158

地上部中の放射性セシウム濃度
作(Bq/kg乾重)普通耕地
浅耕地(0-8-cm 耕起)(0-15-cm 耕起)
134
137
134
137
Cs
Cs
Cs
Cs

界

1964

未耕作地

表２ 作

物

試験圃場は播種前に試験地地域で日常的に使用物

kBq/kg（平均値 ± 標準偏差、n = 4）であった。

2011/8/29
1637
2011/10/16
1341
1409
1431
1298

社（茨城）
）を施肥した。本試験では事故直後にスクリーニングを主たる目的としたため処理区
2011/10/16

1555
1325
1242
1345
1607
1420
1126

料（14-14-14、N, P2O5, K2O、アイアグリ株式会の反復を設けることができなかった。表土は播種前に耕耘機で十分に攪拌した。未耕作区は試験期間中に適宜除草した。

２-３．土壌及び植物サンプリング
土壌試料は 0 から 5 cm の深さの表土を各栽培区より播種前と収穫後に採取した。土壌採取方法
は農業環境技術研究所の方法（2011）に準じて、播種前の浅耕地及び普通耕地より５地点の土壌を採取し、これをよく攪拌して１試料とし土壌中の放射性物質の測定を行った。収穫後の土壌試料は、植物栽培区毎に５地点の根圏土壌を採取しよく混合し１試料とした。
ヒマワリは条播した。
牧草類（アルファルファ、アルサイクローバー、バヒアグラス、クリムソンクローバー、野性エ
ン麦、オーチャードグラス、リードカナリーグラス、スーダングラス、チモシーグラス３種、及びシロクローバー）の種子は 2 g/m （イネ科）及び 3 g/m （マメ科）の密度で播種した。播種は２０１１年６月５日に行い、収穫は同年８月２９日（ヒマワリ）、１０月１６日（イネ科及びマメ科）に行った。植物試料は３個体の植物をまとめて１試料として扱った。採取した土壌は 50°C で約２週間風乾し、その後 2-mm の篩に通した。地上部の植物試料は収穫後、付着した土壌粒子をよく水洗いし、70°C で 72 時間乾燥、秤量後、ステンレス製のブレンダーで粉砕した。

２-４．分析
土壌試料及び植物試料中の 134Cs 及び 137Cs の γ-線測定はゲルマニウム半導体検出器（Canberra
Inc., Meriden, CT, USA）で行い、土壌は 1,000 秒、植物試料は 3,000 秒で測定した 。詳細は Mimura etal. （2014）を参照。

Kobayashi et al.-3

３．結果
３科１３種の植物を２０１１年６月から同年１０月迄の期間放射性セシウムによって汚染された農地で栽培した。我々はこの試験期間中に放射性セシウム汚染農地からどのようにして放射性セシウムが減少していくかについて調査した。土壌中及び植物地上部中の放射性セシウム濃度についてそれぞれ表１（土壌）及び表２（植物）に示した。土壌中の放射性セシウム量は植物の栽培の如何に関わらず栽培試験後には減少していた（浅耕地のヒマワリ、クリムソンクローバー、。栽培試
野性エン麦、オーチャードグラス、チモシーグラス‘ホライズン’の 137Cs については除く）
験後の土壌中放射性セシウムの放射活性は、放射性セシウムの物理的な半減期から計算される値よりも減少していた（表１）。植物体内の 134Cs 放射活性は 22 から 179 Bq/kg 乾重および 137Cs の放射活性は 29 から 225 Bq/kg 乾重であった（表２）。 浅耕地（0〜8 cm 耕起）で生育した植物体内の放射性セシウム濃度は普通耕地（0〜15 cm 耕起）で生育した植物体内の放射性セシウム濃度よりも高い傾向が見られた。しかしながら、普通耕地で生育したアルファルファ中の放射性セシウム
濃度は 1.5 倍以上も浅耕地で生育した放射性セシウム濃度よりも高い値を示した。土壌−植物間の移行係数について次の通りに定義する。
移行係数 ＝ 植物中 134Cs 又は 137Cs 濃度 (Bq/kg 乾重) ／ 土壌中 134Cs 又は 137Cs 濃度 (Bq/kg
乾重) (1)物
表３ 作

地上部の移行係数

物

0-8-cm 耕起
0-15-cm 耕起
134
137
134
137
作
Cs
Cs
Cs
Cs
キク科
0.046
0.050
0.052
0.062
ヒマワリ
マメ科
0.055
0.053
0.13
0.13
アルファルファ
0.076
0.062
0.059
0.056
アルサイクローバー
0.083
0.071
0.11
0.13
クリムソンクローバー
0.033
0.033
0.026
0.029
シロクローバー
イネ科
0.034
0.036
0.046
0.048
バヒアグラス
0.019
0.022
野性エン麦
0.044
0.037
0.073
0.074
オーチャードグラス
0.063
0.054
0.071
0.074
リードカナリーグラス
0.021
0.019
0.017
スーダングラス
0.021
0.022
0.044
チモシーグラス’ホライズン’
0.12
0.13
0.11
0.10
チモシーグラス’シリウス’
0.10
0.11
チモシーグラス’ホクエイ’
移行係数は作 中の放射活性 (Bq/kg乾重)を土壌中の放射活性 (Bq/kg乾重)で除したもので計算した。

物

134

Cs 及び 137Cs の移行係数を表３に示した。浅耕地で栽培した植物の 134Cs 及び 137Cs の移行係数

はそれぞれ 0.021 〜 0.12 及び 0.019 〜 0.13 の範囲で、相乗平均は 0.051 及び 0.057 であった。普通耕Kobayashi et al.-4

地で栽培した植物の 134Cs 及び 137Cs の移行係数はそれぞれ0.019 〜 0.13 及び 0.022 〜 0.13の範囲で、相乗平均は 0.045 及び 0.063 であった。本試験で得られた移行係数の範囲は過去の報告と同様の値を示した（Zhu and Smolders 2000）。試料数が少ないため統計的な有意差について議論することは困難であるが、134Cs 及び 137Cs の移行係数は同じ耕起深度では同様の値を示した。しかしながら、耕起深度が異なると移行係数は異なる傾向にあった。普通耕地で栽培したアルファルファ、クリムソンクローバー、オーチャードグラス、チモシーグラス‘ホライズン’より得られた放射性セシ
ウムの移行係数は浅耕地で栽培したそれらよりも１．５倍高かった。
1137

Cs の減少率と 137Cs 移行係数の関係について図１にプロットし、放射性セシウムの土壌−植物間の動態について評価した。減少率は土壌からの放射性セシウムの減少について次式に基づいて指標化したものである。
減少率 ＝ [栽培前土壌中 137Cs 濃度 (Bq/kg 乾重) − 栽培後土壌中 137Cs 濃度 (Bq/kg 乾重)] ／ 栽培前土壌中 137Cs 濃度 (Bq/kg 乾重)×100 (%) (2)

未耕作区の減少率は浅耕地および普通耕地ともにそれぞれ 2.9 % および 11.7 %であった。式２を用いて算出された減少率は、栽培後の土壌中 137Cs 濃度が栽培前の値よりも高い場合があり、いくつかのデータは０以下になった。減少率は普通耕地のほうが浅耕地よりも高い傾向であった。
シロクローバーとチモシーグラス‘シリウス’は浅耕地及び普通耕地ともに減少率が 20% を超えた。
しかしながら本試験で用いた作物では実用的に有意に農地から放射性セシウムを吸収するものは見つからなかった。

４．考察
福島第一原子力発電所の水蒸気爆発によって拡散した放射性セシウムは関東・東北地方の土壌表面に沈着し残留した。未耕起の農地土壌表面はとりわけ放射性セシウム濃度が高い（Kobayashi
et al. 2012; Yamaguchi et al. 2012）。我々は浅耕地（0〜8 cm 耕起）及び普通耕地（0〜15 cm 耕起）の
放射性セシウム動態について調査した。農地土壌の放射性セシウム濃度は耕起後に減少したが、これは高い放射性セシウム濃度の上層土壌が放射性セシウム濃度の低い下層土壌と十分に混和され、希釈されたためと考えられる。
土壌に含まれる放射性物質濃度は放射性物質の物理的半減期に基づき減少するはずである。しかしながら、我々は１０月１６日に採取した土壌中の放射性セシウム濃度が８月２９日に採取した土壌試料中のそれよりも高くなっていることを確認した（表１）。このことについては、我々が厳密に全く同じ場所から土壌試料を採取できなかったことや試験地の放射性セシウム濃度が不均一であったためと推測される。チモシーグラス‘シリウス’が放射性物質汚染土壌において放射性セシウムを減少させるために有用な作物であるように見えるが、チモシーグラス‘シリウス’の汚染土壌からの吸収能はファイトレメディエーションとして効果的に放射性セシウム除去できるかと考えるとその吸収量は極端に少ない。水耕栽培した植物は（イオン状の）可溶化セシウムを利Kobayashi et al.-5

用することができることから（Soudek et al. 2006）、福島県では多大な労力をかけてヒマワリを使ったファイトレメディエーションを試みたが、この努力はかけた労力の割には実益が少なかったことを認識させられた。原因の一つとして土壌中に存在するセシウムの溶解度が低いためで、水耕栽培のセシウムの溶解度とは異なることが明確に示されたといって良いだろう。我々は放射性セシウムのファイトレメディエーションを放射性物質汚染農地に適応することは考え直さなければならないということを改めて強調したい。一方で、広大な地域から植物を用いて低濃度の放射性
セシウムの除去を目指す、あるいは作物を栽培することで放射性セシウムの下層土壌への地下浸透を抑制することは、通常の営農条件下で作業農地から放射性セシウムを除去するために容易且
つ安価な方法であると考える。

未耕作
浅耕地

我々は放射性物質が地表面に沈着している試験地で二つの耕起深度を計画した

0.14（Kobayashi et al. 2012; Yamaguchi et al. 2012）。
我々は土壌中の放射性セシウム濃度は高い

134

Cs も 137Cs も違いはなかった。加えて移行

アルファルファ(●)
クリムソンクローバー(●)
チモシー‘ホクエイ’(○)

0.10

移行係数

地上部の移行係数は同じ耕起深度ではチモシー‘シリウス’(○)

0.12

作物を栽培する際には耕起は必要であるが、方が植物に吸収されやすいと考えた。作物

未耕作
普通耕地

0.08
0.06

係数はアルファルファ、クリムソンクロー
バー、オーチャードグラス、及びチモシー

0.04

グラス‘ホライズン’を除いて浅耕地も普通

0.02

シロクローバー(○)
シロクローバー(●)
野性エンバク (●)

耕地もほとんど同じであった（Table 3）
。ア
-20

-10

0

減少

ーチャードグラス、及びチモシーグラス‘ホ

率

ルファルファ、クリムソンクローバー、オ

10

20

30

40

(%)

ライズン’の移行係数は浅耕地よりも普通

図１ 移行係数と減少率の相関．137Cs の移行係数及び耕地が高い傾向にあった。さらには Ehlken

式（２）より計算した減少率をプロットした．各点は及び Kirchner（2002）は土壌中の根と根圏微生物がもたらす土壌の生物的利用効率は単浅耕地（○）および普通耕地（●）より得られた値を示す．破線及び実線の矢印は未耕作地で得られた減少率を示す。

純な土壌とは異なることも報告しており、これらのことは、浅耕地と普通耕地の移行係数の違いは土壌発達の違いに基づく可能性がある。
図１のデータは基本的には移行係数と減少率の間に良い正の相関が見られるが、いくつかのデータ（浅耕地のチモシーグラス‘シリウス’、‘ホクエイ’及びシロクローバー、普通耕地のアルファ
ルファ、クリムソンクローバー、野性エン麦、及びシロクローバー）については相関関係が見られない。野性エン麦とシロクローバーについて、移行係数は低いけれども減少率が高く、一方ア
ルファルファ、クリムソンクローバー、チモシーグラス‘シリウス’、‘ホクエイ’については、移行係数は高いが減少率は低かった。これらの結果からファイトレメディエーションに適した植物の候補というものは、移行係数も減少率も高い植物である方が良い。但し、移行係数や減少率は土壌成分、例えば砂、シルト、粘土の比率の違いに依存するため（Massas et al. 2002）、場所に適した植物の選定も重要である。
Kobayashi et al.-6

本調査の目的は福島県の農地から植物を用いた放射性セシウムの除去が可能かを検証し、ファイトレメディエーションに有効な植物を選定することであった。今回の分析結果については、当初予定していた植物が気象条件によって生育せず試料が得られない、あるいは試験圃場利用上の制約があった。試験地の区画については数多くの植物種（区画）を設定し、ファイトレメディエーションの候補を選定するため反復区画を設けなかった。今後は処理区数やサンプリング試料数を増やして繰り返し試験を行う必要がある。今回得られた結果については、今後数年をかけて追跡調査を行う必要があると考える。
汚染土壌に対してファイトレメディエーション適応の可能性を検証したが、土壌、特に粘土粒子に強くセシウムが固着しているため、除去できる放射性セシウムの量は非常に少なく、実際の圃場で実験を行うことは困難であった（Zhu and Smolders 2000）。しかしながら、圃場で栽培した作
物は土壌中に含まれる放射性セシウムを減少しているようにも見えた。植物によって吸収される
放射性セシウムの量はこの減少を説明するには非常に少ないし、物理的半減期による減少だけでもこの現象を十分に説明することはできない。したがって、この現象は物理的、化学的、及びあるいは生物学的変化が、植物種の間で変化の程度は同じではないけれども植物に起因することを示唆している。屋外条件の不均一な放射性セシウムの分布、他の土壌特性、降水による表土の流
亡、流入の不均衡を無視することができないため、この結論には野外レベルでの更なる検証が必
要である。

５．謝辞
本研究は、三井物産環境基金をもとに進めた。放射性同位体測定は神戸大学三村徹郎博士、三村真理氏、小宮山千代氏、北村晃博士より多大なる支援を頂いた。栽培管理及びサンプリングには北海道大学、いわき明星大学、福島県立医科大学の学生諸君、筆者らの研究室のメンバーに助力を頂いた。この場をお借りして深く感謝申し上げる。

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Kobayashi et al.-8

福島水田におけるセシウム吸収のイネ品種間差
田中伸裕，大森良弘，藤原徹
東京大学農学生命科学研究科〒133-8657 東京都文京区弥生 1-1-1
Difference in cesium accumulation among rice cultivars grown in the Fukushima paddy field.
Nobuhiro Tanaka, Yoshihiro Ohmori and Toru Fujiwara
Graduate School of Agricultural and Life Sciences, the University of Tokyo
Yayoi, Bunkyo-ku, Tokyo 113-8657, Japan
Keywords: cesium; brown rice; rice straw; rice cultivars; Fukushima paddy field

１．はじめに2011 年 3 月 11 日の東日本大震災に伴って発生した東京電力福島第一原子力発電所の事故により，多くの放射性物質が放出された。中でも 134Cs と 137Cs はその比較的長い半減期のため (134Cs: 2.06 年,
137

Cs: 30.2 年)，長期的影響が懸念される放射性物質である (Matsumura et al. 2011)。134Cs と 137Cs は日本

有数の稲作地帯である福島地方にも放出，拡散された。セシウムは植物に吸収され可食部に蓄積する可能性があり，福島水田で栽培したイネの放射性セシウム量を測定することが重要になった。
セシウムは土壌から根を通ってイネに吸収された後，可食部である種子などに分配される。2002 年に Tsukada らによって，青森県で栽培されたイネの放射性セシウム量が報告された。1960 年代を中心に世界各地で行われてきた核実験や，チェルノブイリ原子力発電所の事故に起因する放射性物質が地球を循環し，日本にも降下した。そのため日本の土壌は，今回の事故の前から放射性セシウムを含んでおり。セシウム動態を知るために調査が行われた。その結果，降下したセシウムの植物体による吸収は極めて少なく，可食部である種子にもほとんど蓄積されなかった (Tsukada et al. 2002)。しかしながら今回の事故による放射性降下物の量はそれまでの降下量に比べて非常に多いため，東北，関東地
方のほとんどでイネにおける放射性セシウムの蓄積量を再測定することが重要になった。
イネでのセシウム吸収を予測する一つの方法としては，輸送に関与するトランスポーターを同定してその分布や発現を知るということが考えられるが，以下に述べる様に現状では困難である。植物においてセシウム輸送能をもつトランスポーターは報告されており，モデル植物であるシロイヌナズナ
では，KUP/HAK/KT タイプのトランスポーターである AtHAK5 が，セシウムと同族元素であるカリ
ウム欠乏条件下において，非放射性セシウムである 133Cs の吸収に関わっている (Qi et al. 2008)。また

Tanaka et al.-1

AtCNGC1 は，セシウム吸収のシロイヌナズナ品種間差を決める量的形質座位 (QTL)と予想されている(Kanter et al. 2010)。しかしながらこれらの遺伝子の植物全体におけるセシウム吸収と輸送能は，未だに明らかにされておらず，イネではセシウム濃度を制御する遺伝子の報告すらなされていない。

イネ品種間におけるセシウム濃度の差は，遺伝要因と環境要因によって引き起こされると考えられる。セシウムの安定同位体である 133Cs 濃度のイネ玄米中における品種間差は既に報告されているが，放射性セシウム濃度の測定は報告されていない(Yamaguchi et al. 2012)。我々は 85 種類のイネ品種を，
約 37000 から成るイネ在来種の遺伝的多様性のほとんどを網羅するように選抜した (Ebana et al. 2008,
Kojimaet al. 2005)。これらのイネ 85 品種を福島市の水田で栽培し，2011 年と 2012 年の 2 年間に渡って植物体中の放射性セシウム (134Cs, 137Cs)，非放射性セシウム (133Cs)濃度を測定した。その結果，イネ中の放射性セシウム濃度は非常に低いが，品種間で吸収や蓄積量に差があることを明らかにした。

２．結果と考察２−１．2011 年栽培イネのワラ，玄米中におけるセシウム濃度と相関関係選抜された 85 種類のイネ品種は，2011 年 5 月 31 日に福島水田に移植後，登熟まで栽培し，同年 9月 23 日，10 月 4 日，10 月 18 日にサンプリングを行い，ワラにおけるセシウム濃度を測定した (表 1)。

Tanaka et al.-2非放射性セシウム 133Cs 濃度は，イネ品種間で 10 倍以上の差があり，平均値は 41.1 pmol g-1，中央値は35.2 pmol g-1 であった (表 2)。同様に放射性セシウム 134Cs，137Cs 濃度も品種間で差があり，平均値はそれぞれ 38.9 Bq kg-1，39.0 Bq kg-1，中央値はそれぞれ 35.8 Bq kg-1，35.5 Bq kg-1 であった (表 2)。
放射性セシウムはワラの表面に付着している可能性も考えられたので，サンプリングしたコシヒカ
リの一部を水で洗浄したが，放射能の変化は 5%以下であった。そのため我々はイネワラ中の放射性セシウムはほとんど土壌由来であると結論付けた。
図 1 には異なるイネ品種間のワラ中における 133Cs, 134Cs, 137Cs 濃度の相関関係を示した。各セシウム
同位体間の相関は，134Cs, 137Cs 濃度でのみ強く見られた (p=2.2×10-12，R2=0.57，図 1)。
イネ品種間における玄米中の 133Cs 濃度もワラ中と同様に 10 倍以上異なり，平均値は 8.0 pmol g-1，
中央値は 6.3 pmol g-1 であった (表 2)。玄米中における 134Cs, 137Cs 濃度も，ワラ中と同様にイネ品種間で 10 倍近い差があったが，平均値はそれぞれ 8.1 Bq kg-1 と 11.6 Bq kg-1 で，133

Cs 濃度も含めてワラ中の 30%以下であった (表 2)。
異なるイネ品種間の玄米中における 133Cs ，134Cs，137Cs 濃度の相関は，
図 2 に示した。133Cs と 134Cs
濃度 (p=5.4×10-23)と 133Cs と 137Cs 濃度の間 (p=8.2×10-23)には有意な正の相関が見られ，決定係数 (R2)は 133Cs と134

Cs 濃度間で 0.70，133Cs と 137Cs 濃度

間で 0.70 であった (図 2a, b)。134Cs と137

Cs 濃度もまた有意な正の相関を示

し (p=3.4×10-29)，決定係数 (R2)は 0.79 であった (図 2c)。 セシウム核種においてアイソトープ効果が無いとしたら，イネへの吸収とその後に起きる植物体の各組織への分配も各同位体間で同じだと考えられる。しかし我々が 2011 年に行った圃場調査では，イネワラ中の 133Cs と 134Cs 濃度，133Cs と 137Cs
濃度の間には弱い相関しか見られず (図 1)，一方で玄米中では比較的強い相関が見られた (図 2)。特に 134Cs と 137Cs 濃度は強い相関が見られたため (図 2)，放射性降下物由来の 134Cs と 137Cs は，土壌由来の 133Cs とは異なる経路で植物体に吸収されている，または放射性物質の降下は続いており，133Csと 134Cs，137Cs の土壌分布が異なっている可能性が示唆された。また放射性セシウムは土壌の表層に堆積しており，土壌深層に分布している非放射性セシウムとは異なるシステムで根から吸収されている可能性も考えられる。

Tanaka et al.-3

Tanaka et al.-4

異なるイネ品種間において，ワラと玄米中のセシウム濃度はどちらも約 10 倍の差異を示したため，
ワラと玄米中におけるセシウム濃度の相関関係を解析した。結果として，ワラと玄米間の 133Cs(p=6.5×10-4) ，134Cs (p=1.2×10-6)，137Cs 濃度 (p=4.9×10-7)はそれぞれ有意な正の相関を示した (図 3)。決定係数 (R2)は 133Cs ，134Cs，137Cs 濃度それぞれにおいて，0.11，0.33，0.35 であった (図 3)。これらの結果から，いくつかの例外はあるが，玄米中のセシウム濃度はワラ中のセシウム濃度からある程度推測できると結論付けた。
２−２．飼料イネのワラ中におけるセシウム濃度
イネワラの放射性セシウム汚染は，家畜飼料への利用の点で重大な問題である。我々が調査に用いた 85 種
類のイネ品種のうち，15 種類は飼料用イネ品種である。
放射性セシウムである 134Cs と 137Cs 濃度は，飼料用イ
ネ 15 品種のワラ中でそれぞれ 21.7 から 45.3 Bq kg-1，
15.1 から 41.0 Bq kg-1 であった。これらの濃度は，日本政府が定める食品中の放射性セシウム量の新基準値(100 Bq kg-1)を下回っている。85 種類のイネ品種の中で，134

Cs と 137Cs 濃度の最小値はそれぞれ 19.4 と 10.3 Bq

kg-1 であった (表 2)。飼料用イネ品種の中では，「はまさり」が最も低い放射性セシウム吸収能を示した。この品種はワラへのセシウム蓄積が少ない飼料用イネ品
種の育種に利用できる可能性がある。

２−３．2012 年に栽培した選抜 15 品種における玄米セシウム濃度
上述したように玄米中のセシウム濃度は 85 イネ品
種間で異なっており，またワラ中と比べて，玄米中において非放射性セシウムと放射性セシウムの間で顕著な相関が見られたため (図 2)，2011 年に栽培したイネ
玄米中 133Cs濃度の結果を基に15品種を選抜し，翌2012
年に同様の圃場試験を行った。
「Khau Mac Kho」
，
「あそ
みのり」
，
「金子」
，
「Deng Pao Zhai」をセシウム濃度が高い品種として選抜し，「Kasalath」，「はまさり」
，
「亀
治」
，
「愛知旭」
，
「渡舟」
，
「万作」
，
「赤毛」
，
「八束穂」
をセシウム濃度が低い系統として選抜した。また「コ
シヒカリ」
，
「日本晴」
，
「Taichung 65」を日本の典型的な栽培品種として選抜した (図 4)。
選抜 15 品種は，2012 年 5 月 23 日に 2011 年と同じ福島市の水田に移植後，登熟まで栽培し，同年10 月 13 日にサンプリングを行い，2011 年と同じ手法でセシウム濃度を測定した。

Tanaka et al.-5

「Khau Mac Kho」，
「あそみのり」，「Deng Pao Zhai」は，2011，2012 年共通に他のイネ品種と比較して相対的に高い玄米中の 133Cs 濃度を示した (図 4a)。またこれら 3 品種は，玄米中の 137Cs 濃度に関しても異なるイネ品種間で相対的に高い濃度を示したため (図 4b)，これらの 3 品種は玄米へのセシウム蓄積能が高いことが示唆された。一方で「はまさり」
，
「愛知旭」
，
「万作」は，2011 年，2012 年共通に他のイネ品種と比較して相対的に低い玄米中のセシウム濃度を示したため (図 4b)，これらの 3 品種は玄米へのセシウム蓄積能が低いことが示唆された。
今後はセシウム濃度が異なるイネ品種に対する分子遺伝学的なアプローチによって，イネのセシウ
ム輸送と蓄積に関わる遺伝子が同定されるかもしれない。

３．引用文献Ebana K, Kojima Y, Fukuoka S, Nagamine T, Kawase M (2008) Development of mini core collection of Japaneserice landrace. Breed. Sci. 58: 281–291
Kanter U, Hauser A, Michalke B, Dräxl S, Schäffner AR (2010) Caesium and strontium accumulation inshoots of Arabidopsis thaliana: genetic and physiological aspects. J. Exp. Bot. 61 (14): 3995–4009
Kojima Y, Ebana K, Fukuoka S, Nagamine T, Kawase M (2005) Development of an RFLP-based Rice Diversity
Research Set of Germplasm. Breed. Sci. 55: 431–440

Tanaka et al.-6

Matsumura H, Saito K, Ishioka J, Uwamino Y (2011) Diffusion of Radioactive Materials from Fukushima-Daiichi
Nuclear Power Station Obtained by Gamma-Ray Measurements on Expressways. Trans. Atomic Energy Soc. Jpn.
10 (3): 152–162 (in Japanese)
Mimura, T., Mimura, M, Komiyama, C., Miyamoto, M., & Kitamura, A. (2014) Measurements of gamma () –emitting radionuclides with a high purity germanium detector: the methods and reliability of our environmental
assessments on the Fukushima 1 Nuclear Power Plant accident. J Plant Res. 127 (in this issue).
doi:10.1007/s10265-013-0594-y
Qi Z, Hampton CR, Shin R, Barkla BJ, White PJ, Schachtman DP (2008) The high affinity K+ transporter AtHAK5
plays a physiological role in planta at very low K+ concentrations and provides a caesium uptake pathway inArabidopsis. J. Exp. Bot. 59: 595–607
Tsukada H, Hasegawa H, Hisamatsua S, Yamasakib S (2002) Transfer of 137Cs and stable Cs from paddy soil topolished rice in Aomori, Japan. Environ. Pollut. 59: 351–363
Yamaguchi N, Takata Y, Hayashi K, Ishikawa S, Kuramata M, Eguchi S, Yoshikawa S, Sakaguchi A, Asada K,
Wagai R, Makino T, Akahane I, and Hiradate S (2012) Behavior of radio cesium in soil-plant system and its
controlling factor: a review. Rep. Natl. Inst. Agro. Environ. Sci. Jpn. 31: 75–129 (in Japanese)

Tanaka et al.-7

福島県の水田で栽培された水稲の放射性セシウム濃度に対する施肥の影響大森	
  良弘，田中	  伸裕，藤原	
  徹
東京大学大学院	
  農学生命科学研究科	
  植物栄養・肥料学研究室
東京都文京区弥生 113-8657
The effect of fertilization on radioactive cesium concentration of rice grown in a paddy field in
Fukushima Prefecture
Yoshihiro Ohmori, Nobuhiro Tanaka, and Toru Fujiwara
Department of Applied Biological Chemistry, Graduate School of Agricultural and Life Sciences,
the University of Tokyo
Yayoi, Bunkyo-ku, Tokyo 113-8657, Japan
Keywords: fertilizer; Fukushima 1 Nuclear Power Plant Accident; paddy field; radioactive cesium; rice
１．はじめに	  福島第一原子力発電所の事故によって，福島県を中心に東北や関東地域に広く放射性物質が沈積した。事故直後，福島県の土壌では 129mTe, 129Te, 131I, 132Te, 132I, 134Cs, 136Cs, 137Cs, 140Ba および 140La が放射性物質として沈積した (Endo et al. 2012a)。これらの中で，沈積量が多く半減期が長い 134Cs (半減期: 2.06 年)
および 137Cs (半減期: 30.2 年) が農作物において汚染が深刻な問題となる放射性物質である。したがって，農作物におけるセシウム (Cs) の取り込みと輸送に関する性質を明らかにすることが，放射性 Cs(134Cs および 137Cs) の不必要な取り込みを避け作物中の放射性物質濃度を低減するために必要である。
	
  福島第一原子力発電所の事故以前の作物の放射性 Cs の取り込みに関する研究は，主に 1950 年代
から 1980 年代にかけて行われていた核実験，および 1986 年に起きたチェルノブイリ原子力発電所の事故によって世界中に拡散した放射性 Cs が対象である。これらの研究から，多数の植物種において放射性 Cs の取り込みが低カリウム条件下で増加することが報告されている (Shaw 1993,
Lembrechts 1993)。例えば，コムギ，オオムギ，ライムギ，およびジャガイモなどの作物では，カリウ
ム含有量の高い土壌で育成させた場合，カリウム含有量の低い土壌に比べ放射性 Cs の取り込みが少ない (Shaw 1993, Lembrechts 1993)。また，窒素肥料の添加により作物の放射性 Cs の取り込みが増加することが報告されている (Lembrechts 1993)。一方で，作物の放射性 Cs の取り込みの程度は土壌の種類や状態によって大きく異なることが報告されている (Lembrechts 1993, Smolders 1997)。したがって，
福島第一原子力発電所の事故により高濃度の放射性 Cs に汚染された福島県の農地において，実際に作物への放射性 Cs の取り込みが，カリウムと窒素により同様の影響を生じるかの検討が必要であった。
	  日本の農地においても核実験およびチェルノブイリ原子力発電所の事故に由来する放射性 Cs が，

Y. Ohmori – 1

福島第一原子力発電所の事故以前にも微量ながら沈着しており，イネの放射性 Cs の取り込みに関する研究が行われている (Hirose et al. 1987)。Tsukada ら (2002) は青森県の水田において土壌から米 (白米) への放射性 Cs の取り込みが極めて低い (移行係数 = 0.0016) こと，ならびに土壌中のカリウム濃度が高いほど放射性 Cs のイネへの移行が少ない傾向にあることを報告している (Tsukada et al. 2002)。
また Endo ら (2012b) は，福島第一原子力発電所の事故後に高濃度の放射性 Cs に汚染された福島県
南相馬市の水田において，土壌からイネへの放射性 Cs の移行に関する研究を行い，南相馬市の水田における土壌から米 (白米) への放射性 Cs の取り込みが Tsukada ら (2002) の研究と同様に低い(移行係数 = 0.005–0.0013) ことを報告している (Tsukada et al. 2002, Endo et al. 2012b)。しかしながら，高濃度の放射性 Cs に汚染された水田におけるイネの Cs の取り込みに対する肥料の影響については未だ不明瞭であった。そこで我々は，福島第一原子力発電所の事故により高濃度の放射性 Cs に汚染された福島県川俣町山木屋地区の水田において，イネの Cs 取り込みに対する施肥の影響を 2011 年
ならびに 2012 年の二年間に渡り調査した。

２．栽培場所および肥料条件・品種	  福島第一原子力発電所の事故後，放射線量が高いために計画的避難区域に指定された福島県川俣町
山木屋地区 (2013 年 8 月 8 日以降は避難指示解除準備区域・居住制限区域に再編) に位置し，事故の前年 (2010 年) まで通常の米生産が行われていた 40 m × 30 m の水田を，通常肥料区 (normal)，無カリウム肥料区 (−K)，無カリウム肥料 + 2 倍窒素肥料区 (–K+2N)，無肥料区 (no) の 4 つの処理区に分け実験を行った。2011 年栽培時の土壌中の全放射性 Cs 量 (134Cs および 137Cs) は約 4,000 Bq kg–
1

であり，Tsukada ら (2002) によって土壌中のカリウム濃度とイネの放射性 Cs の取り込みの関係が調査された水田のおよそ 300 倍の放射性 Cs に汚染されていた (Tsukada et al. 2002)。
	  4 つの肥料区には，それぞれ異なる分量で肥料を撒いた。通常肥料区 (normal) には市販の化成肥料をもちい，窒素 – リン酸 – カリウムが 10 a あたりそれぞれ 6 kg – 9 kg – 8 kg となるように調整した。無カリウム肥料区 (−K) には窒素肥料として尿素を，リン酸肥料としてリン酸一カルシウムを使用し，窒素およびリン酸がそれぞれ 10 a あたり 6 kg および 9 kg となるように調整した。無カリウ
ム肥料 + 2 倍窒素肥料区 (–K+2N) では 2 倍量の尿素を窒素肥料とし，リン酸肥料としてリン酸一カルシウムを加え，10 a あたり 12 kg の窒素および 9 kg のリン酸となるように調整した。無肥料区(no) では肥料を使用しなかった。
	  本研究では，福島県で作付面積が多いコシヒカリおよびヒトメボレの水稲二品種を用いて，イネの放射性 Cs の取り込みに関する肥料の影響を検討することで，今後の福島県での米生産に有益な知見を得ることを目指した。

３．藁中の放射性 Cs 濃度に対する肥料の効果
３−１．2011 年の藁中放射性 Cs 濃度	  2011 年は 6 月下旬に 4 つの肥料区においてコシヒカリおよびヒトメボレの田植えを行い，10 月
18 日に稲刈りを行った。刈り取ったイネは藁と玄米に分けてからそれぞれ放射性 Cs (134Cs および137Cs) 濃度の測定を行った。その結果，イネ藁中の 134Cs の濃度はコシヒカリ，ヒトメボレともに –K+2N で最も高く，normal のおよそ 1.5 倍であった (図 1a)。−K では normal に比べ放射性 Cs の濃

Y. Ohmori – 2イネ植物体の K 栄養を考慮した、玄米の放射性 Cs 濃度の診断法
関本 均 1・山田 孝 1・宝槻朋恵 1・藤原徹 2・三村徹郎 3・松﨑昭夫 412
34

宇都宮大学農学部，〒321-8505 宇都宮市峰町 350

東京大学農学生命科学研究科，〒113-8657 東京都文京区弥生 1-1-1

神戸大学大学院理学研究科、〒657-8501 神戸市灘区六甲台町 1-1

元東京大学農学生命科学研究科，現住所 〒970-1377 いわき市三和町差塩字川下 30

Evaluation of the radioactive Cs concentration in brown ricebased on the K nutritional status of shoots.
Hitoshi Sekimoto1, Takashi Yamada1, Tomoe Hotsuki1, Toru Fujiwara2, Tetsuro Mimura3,
Akio Matsuzaki
1

Faculty of Agriculture, Utsunomiya University, Utsunomiya 321-8505, Japan

2

Graduate School of Agricultural and Life Sciences, The University of Tokyo, Tokyo 113-8657, Japan
3

Graduate School of Sciences, Kobe University, Kobe 657-8501, Japan

4

Former affiliation: Graduate School of Agricultural and Life Sciences, The University of Tokyo
4

Present address: 30 Kawasita, Saiso, Miwa-machi, Iwaki 970-1377, Japan

Keywords: K nutritional status  40K/(134Cs+137Cs) concentration ratio Plant nutritional diagnosis Radioactive Cs

１．はじめにカリウム（K）による Cs の吸収抑制効果は，現象として古くから知られている（Bange andOverstreet 1960, Handley and Overstreet 1961, Smolders et al. 1996a, 1997, Shaw and Bell 1989, 天正
ら 1961, 津村ら 1984, Zhu et al. 2000, Zhu and Smolders 2000）。近年では，K 輸送系を利用した Cs
輸送をはじめとする，植物における Cs 輸送に関する生理学的・分子生物学的研究が進められ，知見が集積されている（Ichida et al. 1999, Kanter et al. 2010, Maathuis et al. 1996, White and Broadley2000)。肥料学的にもカリ施用の放射性 Cs 吸収抑制効果は顕著であり(Lembrechts 1993, Smolders etal. 1996b, Tsukada et al. 2002a)，実用的な知見としては，土壌中のカリ含量が少ないと玄米の放射性 Cs 濃度が高くなり，土壌の交換性 K が 0.21 cmolc kg-1（10 mg 100g-1）以下で移行係数も高くなること，K 含量の低い土壌では，土壌の交換性 K が 5.3 mmol kg-1（25 mg 100g DW-1）となるよう
Sekimoto et al.-1

に土壌改良することが玄米の放射性 Cs 濃度の低減に有効であること，カリ施用による放射性 Cs
吸収抑制は塩化カリの元肥施用が推奨されることなどがある（福島県・農林水産省 2013）。
一般に，多様な土壌要因（粘土鉱物組成、土壌の交換性 K レベルなど）が関与するために，玄米の放射性 Cs 濃度と土壌の放射性 Cs 濃度との関係は認められない（福島県・農林水産省 2013）。
K は Cs よりも移行しやすく，玄米への移行と分布は，Cs と K で必ずしも一致しないという指摘もある（Tsukada et al. 2002b）が，玄米の放射性 Cs 濃度は、わらや籾がらの放射性 Cs 濃度と相関性が高く，また，イネ植物体における放射性 Cs の分布と，Cs と同族である K の分布は，同様である（福島県農林水産部 2013）。異なる器官の間の K と放射性 Cs の移行・分布が同調するので，茎葉部の K 濃度を指標とすれば，茎葉部の放射性 Cs 濃度を，さらには玄米の放射性 Cs 濃度を評価することができると考えられる。また，同時に，イネの生産要因である K 栄養状態も把握できる。放射性 Cs と K の濃度比が，土壌―植物系における放射性 Cs の吸収・移行を評価する指標としてしばしば用いられる（(Cline 1962, Smolders et al. 1996a, 天正ら 1961, 津村ら 1984)。
K には 40K が含まれている。40K の天然存在比は、0.0117 %であり，K 1g には 30.4 Bq の 40K が含まれる（例えば、4000 Bq の 40K は 0.0154 g）。これを用いれば，土壌や植物の K 濃度は 40K 濃度から算出できるので，40K 濃度，または放射性 Cs と 40K の濃度比もまた、土壌―植物系における放射性 Cs の吸収・移行の指標となりうる（Brownridge 1984, Bunzl et al. 2000, Ciuffo et al. 2002,
Ciuffo and Belli 2006, Endo et al. 2013, Karunakara et al. 2013）。Ciuffo and Belli（2006）は土壌の 137Csと 40K の濃度比で 137Cs の植物吸収を評価できることを報告している。
そこで，茎葉部の K 濃度に代えて 40K 濃度を用い，特に茎葉部の 40K と 134, 137Cs の濃度比で，玄米の放射性 Cs 濃度を推定することを試みた。茎葉部の放射性 Cs と 40K 濃度を指標とすること
は、土壌の種類，土壌の放射性 Cs レベル，試験年次などの植物の放射性 Cs 吸収に関わる要因を排除できること，Ge 半導体検出器では、放射性 Cs と同時に 40K も検出できること，40K 濃度から
K 濃度が算出できるので，試料の分解操作を必要とせずに茎葉部の K 栄養レベルを把握でき，それを考慮しながら玄米の放射性 Cs 濃度が評価できるといった利点がある。
ここでは，茎葉部（わら）と玄米の 134, 137Cs の濃度の関係およびわらの 40K : 134, 137Cs 濃度比と玄米の 134, 137Cs 濃度との関係について検討した。

２．材料および方法
２−１．2011 年圃場試験（川俣・いわき）
2011 年に福島県川俣町山木屋地区の水田（134Cs: 約 1200、137Cs: 1400 Bq Kg(DW)-1）で，イネの放射性 Cs の吸収移行に関する施肥試験を行った。標準区と K 無施用区，K 無施用に加えてアン
モニア態窒素を増量した試験区を設けた。2011 年 6 月 19 日にコシヒカリおよびひとめぼれを移植し，10 月 7 日収穫した（Ohmori et al. 2014）。
福島県いわき市の水田で，イネの放射性 Cs,吸収に及ぼす K の影響を検討するために，鶏ふん
連年施用を慣行施肥として K 施肥試験を行った。2011 年 5 月 29 日にイネ（品種：ひとめぼれ）
を移植し，追肥は行わずに栽培した。収穫は 10 月 3 日に行った。栽培開始時の土壌の平均放射性Cs 濃度は，134Cs: 248, 137Cs: 238 Bq kg-1 であった（関本ら 2014）。
Sekimoto et al.-2２－２．2012 年圃場試験（いわき）2011 年と同一の圃場で，鶏ふん連年施用を慣行施肥として K および Ca 施肥試験を実施した。
2012 年 5 月 13 日に移植し，収穫は 10 月 9 日に行った。2012 年では 134Cs: 151, 137Cs: 230 Bq kg-1
であった（関本ら 2014）。
２－３．ポット試験
福島県いわき市の水田土壌（134Cs ：165、137Cs ：253 Bq kg-1）を用いて，0.05 m2 のワグネルポ
ットで，K または Ca の添加によるイネの放射性 Cs,吸収抑制に関する検討を行った。2012 年 5月 18 日にイネ（品種：ひとめぼれ）3 本 1 株を移植し，収獲は 9 月 7 日に行った（関本ら 2014）。
２－４．放射性 Cs 濃度計測のための試料調整と計測方法
収穫後の試料は，稲わら、籾ガラ、精玄米（粒厚 1.8mm 以上）に分けた。乾燥粉砕試料をＵ８容器に詰めて，Ｇｅ半導体検出器で放射性セシウム濃度を定量した。神戸大学海事科学研究科のキャンベ
ラ社の高純度 Ge 半導体検出器（GC 3019）
システム，または宇都宮大学のセイコ
ー・イージーアンドジー社の Ge 半導体検出器（GEM 30-70）システムで 40,000
秒の計測を行った。データ解析には，神戸大学の海事科学研究科の検出器ではキャンベラ社の GammaExplorer を，宇都宮大学の検出器では，セイコー・イージー
アンドジー社の GammaStudio を用いた。
604.66，661.64，1460.7 keV のピーク計数
値をそれぞれ 134Cs、137Cs、40K 濃度とした（Mimura et al. 2014）。

３．結果と考察わらと玄米の 134, 137Cs 濃度は，それぞれ 2.3‐197.2 Bq kg DW-1，1.1‐44.6 Bq kg DW-1 の範囲にあり，両者には高い正の相関があった（図１）。これは福島県農林水産部（2013）の結果と同様であった。なお，わらの 40K 濃度は 263‐1,236 Bq kg DW-1 であった。
図２に，わらの 40K:134, 137Cs 濃度比と玄米の 134, 137Cs 濃度との関係を示した。試験年，試験場所および試験方法（圃場あるいはポット試験）とは無関係に，この両者には高い相関があった (r =0.907; y=72.922 x–0.759)。わらと玄米の 134, 137Cs 濃度の関係（図１）では‘はずれ値’となった，試料 A，B および C は，わらの 40K:134, 137Cs 濃度比と玄米の 134, 137Cs 濃度との関係（図２）においては，その関係式があてはまり，‘はずれ値’とはならなかった。このことは，試料 A、B および C
Sekimoto et al.-3

の玄米の 134, 137Cs 濃度は、茎葉部の K 栄養状態の影響を受けたこと意味する。
玄米の放射性 Cs 濃度を規定することになる，わらの放射性 Cs 濃度と K 栄養レベ
ルについていくつかの試算を行った。
まず，十分レベルまたは欠乏レベルのわらのK 濃度を既報データから設定した。成熟期のイ
ネ（わら）の K 濃度は，それぞれ 19.1-28.2
mg g DW -1（北海道農政部 2010），14.8 mg g
DW -1（高橋ら 2003），17.4 mg g DW -1（吉澤ら 2011）と報告されている。また，長谷川ら（1987, 1990）は成熟期のイネの最適 K
濃度は 17.0 mg g DW -1 であることを示した。
さらには，松坂ら（1962a, b）によれば、K施用区と K 欠乏区の稲わらの K 濃度は，それぞれ 18.5，13.9 mg g DW -1 である。これ
らの知見から，成熟期のわらの十分な K 濃度として 20 mg g DW -1 を，欠乏レベルとして 10 mg g
DW-1 を設定した。
40

K 濃度は K 濃度から算出できる。十分レベル（K: 20 mg g DW -1）および欠乏レベル（K: 10 mg

g DW -1）の 40K 濃度は，それぞれ 624 Bq kg DW-1、312 Bq kg DW-1 になる。図２から，玄米の放射性 Cs 濃度が十分に低くなることが保証される（2 Bqkg DW-1 以下），40K:134, 137Cs 濃度比の下限
は 50 である。つまり，玄米の放射性 Cs 濃度が十分に低くなるには，わらの K 濃度が十分レベル
では，わらの放射性 Cs 濃度は 12.5 Bq kg DW-1 以下，欠乏レベルでは 6.2 Bq kg DW-1 以下である
必要がある。同様に，玄米の放射性 Cs 濃度が 20 Bq kg DW-1 程度になる，わらの放射性 Cs 濃度を図 2 の式（y=72.922 x–0.759）から求めると，それぞれ 113.2（K 十分レベル），56.6 Bq kg DW-1（K欠乏レベル）である。このように，玄米の放射性 Cs 濃度が同じであっても，それを与えるわらの放射性 Cs 濃度はイネ（わら）の K 栄養状態によって 2 倍の差が生じる。
図１に示されているように，図２の関係式は，わらの放射性 Cs 濃度が 200 Bq kg-1 まで，玄米のそれは 50 Bq kg DW-1 までの範囲で適用できるものである。この範囲から逸脱することになるが，玄米の放射性 Cs 濃度の基準値（100 Bq kg DW-1）になる，わらの放射性 Cs 濃度を試算すると，それぞれ 945.5（K 十分レベル），472.7 Bq kg DW-1 （K 欠乏レベル）になる。イネが K 欠乏
でない限り，わらの放射性 Cs 濃度が 500 Bq kg DW-1 以下であれば，玄米の放射性 Cs 濃度は基準値以内に収まると考えられる。
また，わらの放射性 Cs 濃度が 400 Bq kg DW-1 の場合（土壌改良材としての基準値），関係式から，
K 十分レベルの場合の玄米放射性Cs 濃度は52.0 Bq kg DW-1，
K 欠乏レベルでは88.1 Bq kg DW-1と計算される。加えて，わらの放射性 Cs 濃度が 800 Bq kg DW-1 の場合には，玄米放射性 Cs 濃度
は，K 十分レベルでは 88.1 Bq kg DW-1，K 欠乏レベルでは 149.0 Bq kg DW-1 になる。K 欠乏状態
では玄米の放射性 Cs 濃度が高まり，基準値（100 Bq kg DW- 1）を超えることになる。生育抑制がSekimoto et al.-4

現れない潜在的なイネの K 欠乏があることが知られている（松坂ら 1962c）。玄米の放射性 Cs 濃
度を抑制するためには，十分な茎葉の K 濃度を確保することが必要であり，そのためには，K 施
肥によって土壌の交換態 K レベルの維持向上を図ることが重要である。
既報（北海道農政部 2010, 長谷川ら 1987, 1990, 高橋ら 2003, 吉澤ら 2011）によれば，幼穂形成期の茎葉の K 濃度は，わらの K 濃度の 1.4 倍である。さらに，放射性 Cs は幼穂形成期までに吸収されるという知見（福島県・農林水産省, 2013）がある。つまり，わらの 40K と 134, 137Cs 濃
度を幼穂形成期の茎葉のそれらに換算できるので，収穫前の茎葉の 40K:134, 137Cs 濃度比から玄米の放射性濃度を予測することができる。今後，幼穂形成期の茎葉の 40K:134, 137Cs 濃度比と玄米の放射性 Cs 濃度の実測によって関係式を見直すとともに，放射性 Cs の減衰補正を図って、より正確な診断法を確立する必要がある。

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Sekimoto et al.-7

放射能汚染水から放射性セシウム，ヨウ素およびストロンチウムを除去する能力が高い微細藻類と水生植物の探索：バイオレメディエーション戦略に向けて
福田真也・岩本浩二・熱海美香・横山亜紀子・中山剛・石田健一郎・井上勲・白岩善博
筑波大学 生命環境系〒305-8572 茨城県つくば市天王台1-1-1
Global searches for microalgae and aquatic plants that can eliminate radioactive cesium, iodine
and strontium from the radio-polluted aquatic environment: a bioremediation strategy.
Shin-ya Fukuda, Koji Iwamoto, Mika Atsumi, Akiko Yokoyama, Takeshi Nakayama,
Ken-ichiro Ishida, Isao Inouye, Yoshihiro Shiraiwa
Faculty of Life and Environmental Sciences, University of Tsukuba
1-1-1, Tennodai, Tsukuba, Ibaraki 305-8572 Japan
Keywords: Algal phytoremediation, Bioaccumulation, Radiopollution, Radionuclide elimination,
Radioactive cesium

要 旨
福島第一発電所から拡散した放射性物質の内，親生物元素であるセシウム，ヨウ素，ストロンチウ
ムは生物に取り込まれやすいため，早急に環境中から除去する必要がある。本論文では，188株の微細藻類や水生植物についてそれら放射性3核種の除去能力を検定し，バイオレメディエーションに利用可能な有望株を見出した。

１．はじめに2011年3月11日の東北地方太平洋沖地震（東日本大震災）による福島第一原子力発電所の事故は環境中に900 pBqもの放射性物質を飛散させた。その内キセノン133（133Xe）が大半を占めるが，その他に，それぞれ10–37 PBq，150 TBqおよび90–500 PBqの親生物性元素であるセシウム（Cs），ストロンチウム（Sr）およびヨウ素（I）の放射性同位体が大気中に放出されたと報告されている（TEPCO 2012）。
また海洋には，134Csおよび137Cs（1.88 PBq），90Sr（90〜900 TBq），さらに131I（2.8 PBq）が流出した。
さらには，事故直後から原子炉を冷却するために注入した海水が，およそ92,750 m3もの汚染水となって建屋内に貯留しており（2013.12.10現在，TEPCO 2013），放射性物質の早急な除去が必要とされている。除染は，福島第一原子力発電所内だけでなく，環境に放出された放射性物質にも求められる。
134

Cs，137Cs，90Sr，さらには129mTeの崩壊により生じた129Iは，生物の体内に吸収・濃縮されやすいとい
S. Fukuda et al.-1

う性質を有し，これらの元素を直接的・間接的に水や空気や食物を通して摂取すれば内部被曝のリスクが高まることから，環境からの放射性物質除去が喫緊の課題とされている。ところが，放出された
放射性物質は，線量としては莫大なものの，物質量としては極めて微量であり，沈殿や吸着を利用する物理化学的方法による除去には困難を伴っているため，新規の除染技術開発が必要とされている。
一方，低濃度で広範囲におよぶ環境汚染については，近年，生物機能を活用するバイオレメディエー
ションや特に植物の機能を活用するファイトレメディエーションなどの生物学的プロセスが注目され

図 1．本研究で用いた微細藻類および水生植物の門レベルでの系統関係．★：検定を行ったグループ．A：独立栄養生物，H：従属栄養生物，A/H：混合栄養可能生物ている。除染に関しては，1986年のチェルノブイリ原子力発電所の事故以来，茶，米，トマトといった植物に放射性セシウムが蓄積することが明らかになったほか，ヒマワリ等を利用したファイトレメ
ディエーションの研究も行われた。しかし，微細藻類や水生植物に関する放射性物質の吸収について
は，網羅的な研究は行われていない。そこで本研究では，188種類の藻類や水生植物が持つ放射性物質除去能力について網羅的に調べ，いくつかの放射性物質の除去に有用と思われる生物種（株）を特定することが出来た。それらの株は効率的に特定の放射性核種を蓄積することから，環境中の放射性物質の除去に活用出来る可能性を有している。

２．材料と方法
本研究では，ほぼ全ての微細藻類分類群を網羅するように，筑波大学植物系統分類学研究室に保存
中の株の他，国立環境研究所微生物系統保存施設（NIESコレクション）や野外からの採取等より取得した微細藻類，水生植物および無色原生生物を含む188株を使用した（図1）。このうち海産の藻類は天然海水をベースとしてEMS，IMKもしくはf/2液で無機栄養素を補強した培地，淡水性藻類は蒸留水を用いたC，CSもしくはAF6培地を用いて維持培養した。従属栄養性生物にはGPY（4 g l-1 glucose, 2 g l-1,
polypeptone, 1 g l-1 yeast extract）もしくはYT（2 g l-1 triptone, 1 g l-1yeast extract）などの有機栄養素強化培
S. Fukuda et al.-2

地を用いた。培地の組成等についてはKasai ら （2004）を参照されたい。放射性物質のとりこみ実験でも同じ培地を用いたが，淡水培地（C，CS，AF6）についてはカリウムを除去した培地を用いて実験を行った。全ての実験は温度20℃，光条件100 μmol photons m-2 s-1で実施した。

２－１．網羅的（グローバル）スクリーニング

図 2．グローバルスクリーニングにおける微細藻および水生植物の放射性物質除去能力．188 株による放射性物質の除去率を降順に並べた。
詳細はTable S1（Fukuda ら 2014）を参照。*：上位 20 位以内の海
137

85

125

水性株，a： Cs，b： Sr，c： I．

全188種類の生物株について，培地からの放射性物質除去能力を検定した。
実験では培地15 mlに1,000
Bq mL-1となる様に137Cs（比活性61.7GBq mmol L-1 Eckert and Ziegler Isotope Products，Valencia，CA，USA），
Sr（比活性 17.6 GBq mmol L-1 Perkin Elmer，Inc.，Waltham，USA）もしくは125（
I MP Biomedicals, Inc.,85

Santa Ana, USA）を加え実験した。ただし，125Iはヨウ化物（I-）と2.0% H2O2で酸化したヨウ素酸塩（IO3-）を1:1の割合で混合して実験に用いた。添加した放射性物質の物質濃度はCsとSrでそれぞれ2.2
ng mL-1と7.1 ng mL-1であった。125Iはキャリアフリーであるため濃度は不明であるが，海水培地にはベースとなる海水に5.9 g L-1のヨウ素が含まれている。まず，新鮮な培地に株を接種し24時間培養した。
そして放射性物質添加後，無機培地で培養した独立栄養生物については0，7，14日目に，有機源を含む培地で培養した従属栄養生物については0，4，7日目に，それぞれの細胞懸濁液を100 Lずつサンプ
リングしてシリコンオイルレイヤー法により細胞と培地を分離した。培地および細胞画分に含まれる
放射活性はγ線測定装置（Aloka Accuflex7000, Tokyo, Japan）で測定した。除去能力は，培地に含まれる放射活性が培養期間中にどれだけ減少したかの減少率として算出した（それぞれの株に対して独立した二回の実験を実施）。

２－２．選抜された株による除去能力テスト
S. Fukuda et al.-3グローバルスクリーニング（一次スクリーニング）で40%以上の除去能を示した株について，より
詳細なテスト（二次スクリーニング）を実施した（放射活性の測定を0，2，4，8日目に行い，同じ実験を３回繰り返し確認）。生物量は対照実験（放射性元素の取り込み実験と同様の操作を放射性物質
非添加の状態で行った）において，実験終了後に遠心分離等で試料を回収し，凍結乾燥後，乾燥重量を測定することで得た。細胞，培地および培養容器への付着性沈殿に含まれる放射活性は，細胞と培
地はGF/Fグラスフィルターで濾過することで分離し，付着性沈殿はフラスコに5% SDS溶液を添加した
後，超音波破砕で壁から剥離もしくは可溶化することで回収し，γ線測定装置で計測した。

３．実験結果３－１．放射性物質除去能力を有する微細藻類の選抜
グローバルスクリーニングにより，放射性Cs，SrおよびIの除去能力を有する株は，全188株中それぞれ167，181および187株見出された（図2，Table S1 (Fukudaら 2014)）。そこで，特に高い除去活性を示した株について二次スクリーニングを実施し，放射性セシウム，ストロンチウム，およびヨウ素の高度除去の候補株として，それぞれ15株，10株，および14株を選抜しさらに詳細な解析を行った（図3，4）。除去の継時変化を調べたところ，放射性物質は多くの株で実験期間において直線的に除去率が増加していた。そのため，これらの株では放射性物質は単なる表面への吸着ではなく，細胞内への吸収によって除去されていることが示唆された（図3）。また，放射性物質の細胞，付着性沈澱および
表 1．高度放射性物質除去活性を示した株．
RI

137Cs

PhylumSpecies

Strain code

125I

85Sr

MediumHabitat

125I

Eustigmatophyceae

Unidentified

nak 9

89.2

-

-

AF6

Freshwater

Tracheophyta

Lemna aoukikusa

TIR 3*

66.0

-

37.6

C

Freshwater

Tracheophyta

Lemna aoukikusa

TIR 2*

44.5

-

-

C

Freshwater

Florideophyceae

Batrachospermum
NIES-1458

37.9

-

-

C

Freshwater

Chlorophyta

Chloroidium
saccharophilum

NIES-2352

22.4

-

-

AF6

Freshwater

Cyanophyceae

Stigonema ocellatum

NIES-2131

-

41.3

48.5

AF6

Freshwater

virgato-decaisneanum

85Sr

Elimination ability (%)
137Cs

Chlorophyceae

Oedogonium sp.

nak 1001*

5.6

36.3

-

AF6

Freshwater

Magnoliopsida

Egeria densa

We2*

-

33.9

-

C

Freshwater

Cyanophyceae

Nostoc commune

TIR 4*

-

-

65.9

C

Terrestrial

Cyanophyceae

Scytonema javanicum

NIES-1956

-

-

61.9

C

Terrestrial

Cyanophyceae

Stigonema ocellatum

NIES-2131

-

41.3

48.5

AF6

Freshwater

Xanthophyceae

Ophiocytium sp.

nak 8

-

-

41.6

AF6

Freshwater

Chlorophyta

Elodea nuttallii

We 4

17.1

15.4

38.8

C

Freshwater

Tracheophyta

Lemna aoukikusa

TIR 3*

66.0

-

37.7

C

Freshwater

Chlorophyta

Rhizochlonium sp.

nak 1002

5.1

-

35.6

AF6

Freshwater

Magnoliopsida

Cabomba caroliana

We 1*

-

-

30.6

C

Freshwater

除去率は独立した 3 回の実験における最高値の平均を示した． *：無菌株．

培地への分画を測定したところ，放射性物質の大部分は細胞および培地画分に存在し，沈殿中にはわずかしか含まれないことが分かった（図4）。
本研究では高能力を有する放射性セシウム除去株として5株が選抜された（表1）。それらは微細藻類3株，すなわちnak 9（除去率 90%:淡水生, 種名未同定，真正眼点藻綱），NIES-1458（除去率 38%:
S. Fukuda et al.-4

Batrachospermum virgato-decaisneanum，紅藻植物門），NIES-2352（除去率 22%: Chloroidium
saccharophilum，トレボクシア藻綱），および水生植物2株，すなわちTIR2とTIR3（除去率45%， 66%:
Lemna aoukikusa，維管束植物門），であった。特にnak 9は２日で90%以上の除去率を示す等，高速で高効率の除去能を示した（図3a）。
放射性ストロンチウムについては，
NIES-2131（除去率 41%: Stigonema
ocellatum，ラン藻植物門），nak 1001（除去率 36%: Oedogonium sp.，緑藻綱）およびWe2（除去率 34%:
Egeria densa，維管束植物門）の3株が選抜された（表1）。また，放射性ヨウ素についてはTIR4（除去率 66%: Nostoc commune，ラン藻植物門），NIES-1956（除去率 62%: Scytonema javanicum，ラン藻植物門），NIES-2131（除去率 49%: Stigonema ocellatum，ラン藻植物門），淡水生のnak 8（除去率 42%:
Ophiocytium sp.，黄緑色藻綱）およびWe1（除去率 39%: Elodea nuttallii，維管束植物門）等の8株が選抜された（表1）。

３－２．複数の放射性物質の除去可能な株
いくつかの株は複数の放射性物質について高効率の除去能を示した（図5）。TIR 3と4は培地から137Cs，
85

Sr，125Iを比較的効率よく除去した（除去率25%~78%）．しかし，１株のみでセシウム，ストロンチ

ウム，ヨウ素のすべてを90%以上の効率で除去可能な株を見出すことは出来なかった。

図 3．グローバルスクリーニングで選抜された株に

図 4．グローバルスクリーニングで選抜された株によるよる培地からの放射性物質除去の継時変化．白色，細胞，付着性沈殿および培地への放射性物質の分画．

斜線，黒色バーはそれぞれ 2 日目，4 日目，8 日目

白色，斜線および黒色バーはそれぞれ 8 日間培養後

137

85

125

の除去率を示す．a： Cs，b： Sr，c： I，elimination：の細胞，付着性沈殿および培地における放射活性を示

8 日目における乾燥重量当りの放射性物質吸収量，す．a： Cs，b： Sr，c： I，下線：成績上位株とし下線：成績上位株として詳細データを表１に記載．

て詳細データを表１に記載．

137

S. Fukuda et al.-5

85

125

３－３．放射性セシウム除去に対するカリウムの影響
セシウムはカリウムの類似体として細胞に吸収されると考えられている。そのため，真正眼点藻nak
9のセシウム除去活性に対するカリウムによる阻害効果を検定した。実験では塩化カリウムを添加した
が、効果はカリウムの物質量として表記した。その結果，放射性セシウムの吸収は外因的に供給されるカリウムによって濃度依存的に抑制されることが確認された（図6）。カリウムが1.25 mg K+ L-1以下の濃度では除去率60%以上を記録しほとんどコントロールと除去能は変わらなかったが，2.5 mg K+
L-1条件では除去能力が半減し，カリウム濃度が25 mg K+ L-1になると除去率は14%以下に低下した。これらの結果は137Csとカリウムが競争的に細胞内に取り込まれることを示唆している。

図 5．複数の放射性物質の除去．a：137Cs vs. 85Sr，b： 137Cs vs. 125I，c：125I vs. 85Sr．*：単細胞性生物．A：
nak 8，B：nak 9，C：nak 1001，D：nak 1002，E：NIES-1458，F：NIES- 1956，G：NIES-2131，H：TIR 3，
I：TIR 4，J：We 2．

４．考察
４－１．微細藻類による放射性物質の除去
本研究で，全188株の微細藻類，水生植物および無色原生生物の137Cs，85Srおよび125Iに対する除去能力を検定した結果，その能力に差はあるが，多くの株が放射性物質を除去する能力を有することが明らかとなった（図2，Table S1 (Fukudaら 2014)）。さらに，いくつかの株では高度に放射性物質を培地から吸収・除去する能力を有することも確認された（図3，4，表1）。それら生物の生育環境特性について，淡水性および陸性の株は海水性の株に比べて高い除去能力を示すことが示された。海水性の生物においては，海水中に含まれる非放射性のカリウムやカルシウム，ヨウ素が競争的に吸収されるため，放射性物質の吸収・蓄積効率が低下したものと考えられる。また，栄養的分類からは，従属栄養
生物は独立栄養生物と比べて放射性物質の除去活性が低い傾向が見られた（Table S1 (Fukudaら 2014)）。
これについても，培地に有機物質源として添加した酵母抽出物中のカリウムやカルシウムが放射性物質の取り込みを阻害した可能性が高いものと考えられる。また，生物の体制からは，コロニー性や多細胞性の株には効率的に125Iを除去する傾向が見られた。しかし，そのメカニズムは不明である。分類
群ごとの比較ではラン藻植物，緑藻植物およびオクロ植物（黄色植物）は他の分類群の生物より高い
放射性物質の取り込み能力を持つ傾向があった。これらの藻類グループが細胞壁を持つことに起因するのかもしれない。しかし，紅藻類は厚い細胞壁とムコイド物質を持つにもかかわらず全体的に除去
S. Fukuda et al.-6

能力が低かったことから，細胞壁が放射性物質の取り込みに対してネガティブな影響を与えることも考えられた。

４－２．放射性セシウムの除去
本研究の結果，5種類の株で137Csの高い除去能力が確認された（表1）。これらの株はいずれも収穫と乾燥が容易に行える為，膨大な放射性汚染水からセシウムを回収するのに大いに役立つと思われる。本研究において各核種とも高い除去能力を示したのは淡水性の藻類であった。ア
ルカリ金属であるセシウムは，培地中にカリウムが存在するとセシウムの取り込みが大きく制限されることから，カリウムの類似体として細胞に輸送されるものと考えられている。Platoand Denovan (1974)は1.3 mMのカリウムが培地に存在するとクロレラのセシウムの取り込みが80%減少したと報告している。カリウムによる取り込み抑制は高度放射性セシウム吸収活性を持つnak 9でも確認出来た。しかし，一般に淡水中のカリウム濃度は0.5〜3.0 mg L-1程度であり，nak 9のカリウムによる137Csの吸収阻害は1.25
mg L-1ではほとんど認められなかった（図6）。
そのため，環境で本藻により放射性セシウムの除去を試みる場合でも，現場の水に含まれるカリウムによりセシウムの取り込が阻害されることは無いと考えられる。一方，海水には390 mg/L

図 6．真正眼点藻 nak 9 の Cs 吸収にカリウムが及ぼす影響．
カリウム無し FA-6 培地で 14 日間培養した nak 9
137をカリウム除去培地に継代し， Cs を添加して 4 時間
インキュベートした後，様々な濃度でカリウムを加えて細胞への放射活性の取り込みを測定した．

のカリウムが含まれる。このため，グローバルスクリーニングで海水生藻類が全体的に放射性セシウ
ムの除去能力が低いという傾向は，培地に用いた海水中に含まれるカリウムとの競合の結果生じたものと考えられる。
陸上植物による放射性セシウムの吸収に関しては，ヒマワリが150 gのセシウムを100時間で吸収したとの報告がある（Dushenkovら 1997）。またVetiveria zizanoidesがチェルノブイリ原発事故で発生した汚染水から61%の137Csを168 hで吸収した例もある（Singhら，2009）。海藻では，細胞膜をリン酸化処理した褐藻Laminaria digitataは，高pH条件下で134Csを高効率で吸着したという報告がある（Pohl and
Schimmack, 2006)。それに対して本研究において見出された真正眼点藻nak 9は，リン酸化等の前処理を行わなくても放射性セシウムの90%以上を除去することが出来た。その除去能は乾燥重量１kgあたりで一日46.9 mgに及ぶ非常に高いものであった。その吸収機構は不明なものの，nak 9によるセシウムの吸収が著しく早いことから，細胞表面への吸着も考えられる。

S. Fukuda et al.-7

４－３．放射性ストロンチウムの除去
放射性ストロンチウムの除去について，3種類の株で高い除去能力が確認された（表1）。陸上植物
ではヒマワリがストロンチウムを100時間で放射性汚染水から150gのSrを吸収したという報告がある
が（Dushenkov, 1997），本研究で最も90Srの除去能力が高かったラン藻NIES-2131は40%を越える除去率を示すと共に，乾燥重量１kgあたりで21.9 mgとより高い能力を有していた。ストロンチウムは生体内ではカルシウムの類似体として挙動することが知られており，また一般的に放射性物質除去の能力
は細胞表面に分布しているゼラチン状の多糖類の量に依存すると考えられている。Pohl and Schimmack(2006)は，陸生ラン藻のNostoc communeの細胞表面を人工的にリン酸化することにより85Srの除去能力が向上したと報告している。一方本研究では，８日間にわたる実験の間，除去率はコンスタントに増加し続けた（図3）。この結果は85Srが単なる細胞表面への吸着ではなく細胞内への吸収によって培地中から除かれていることを示唆している。

４－４．放射性ヨウ素の除去
本研究ではラン藻植物や緑藻植物，オクロ植物など8種類の株で125Iの高い除去能力が確認された（表1）。125I除去能力の上位3株はすべてラン藻で，特に陸生ラン藻 Nostoc commune （TIR4）とScytonema
javanicum（NIES-1956）は高い能力を示した（表1，図3，4）。これらは全て淡水生もしくは陸生の株であり，海水生の株を見出すことが出来なかった。海水生の藻類としては，褐藻等の海藻が高濃度のヨウ素を蓄積することが知られている。その吸収機構や生理学的意義については不明なところが多い
ものの，オゾンや過酸化水素などの活性酸素を無毒化する抗酸化物質としての機能が提唱されている（Küpperら 2008）。また一部の微細藻類でも細胞内にヨウ素が蓄積することが報告されているが，その生理的意義は明らかにされていない（Iwamoto and Shiraiwa 2012）。陸上植物では小松菜の根でヨウ素が濃縮されていることやイネに放射性ヨウ素を与えたところ根に高濃度で蓄積されることが報告されている（Muramatsuら 1983，Tensho and Yehn 1970）。

４－５．複数の放射性物質の除去
いくつかの株では複数の核種について高い除去能力を有することが明らかとなった（表1）。水草
Lemna aoukikusa（TIR3）とラン藻Nostoc commune（TIR4）が放射性セシウムとヨウ素の除去に，またStigonema ocellatum（NIES-2131）は放射性ストロンチウムとヨウ素の除去に有効と考えられる（図1）。
しかし，多くの株では核種に特異的な除去能を示し，セシウム，ストロンチウム，ヨウ素のすべてを高効率で除去し、多目的に活用可能な株は見出すことは出来なかった（表1）。

５．今後の展望
高濃度汚染水は現在も福島第一原子力発電所の原子炉建屋やタービン建屋に大量に残存している。
また，表土剥離等の除染作業により汚染土が大量に発生しており，汚染水の処理と汚染土の減容は緊急の課題となっている。生物濃縮を利用した放射性物質の回収は，バイオレメディエーションによる除染と環境修復のために必要不可欠な技術の一つである。本研究において，真正眼点藻nak 9などいく
つかの有用な微細藻類の検索に成功した。それらは福島第一原発の原子炉建屋に残存する高濃度汚染
水の処理に役立つ可能性を有している。ただし，今後の実用化のためには，藻の大量培養と効率的なS. Fukuda et al.-8

収穫システムの構築が必要と考えられる。また，より効率的に複数核種を同時に除去可能な藻類株の探索も継続して行う必要がある。
また汚染土の減容については，セシウムの土壌からの抽出が重要なポイントと考えられる。現在，河川や湖沼などの水中における放射性物質は検出限界以下であり，放射性セシウムは，土壌と強固に結合している状態にある。そのため，汚染土の減容を行う場合は，何らかの方法でセシウムを抽出・可溶化し，その後nak 9などの微細藻類で吸収するなどの一連の戦略が挙げられる。そのためには，生物学を含む多くの分野の研究者の協力体制が必要である。

６．引用文献Dushenkov, S., Vasudev, D., Kapulnik, Y., Gleba, D., Fleisher, D., Ting, K.C., & Ensley, B. 1997. Removal of
uranium from water using terrestrial plants. Environ Sci Technol 31: 3468–3474.
Fukuda, S., Iwamoto, K., Atsumi, M., Yokoyama, A., Nakayama, T., Ishida, K., Inouye, I & Shiraiwa, Y. 2014.
Global searches for microalgae and aquatic plants that can eliminate radioactive cesium, iodine andstrontium from the radio-polluted aquatic environment: a bioremediation strategy. J Plant Res. DOI
10.1007/s10265-013-0596-9.
Iwamoto, K., & Shiraiwa, Y. 2012. Characterization of intracellular iodine accumulation by iodine-tolerant
microalgae. Procedia Environ Sci 15: 34–42.
Kasai, F., Kawachi, M., Erata, M., & Watanabe, M.M. 2004. NIES-collection: list of strains. Microalgae andprotozoa, 7th edn. pp 49–58. National Institute for Environmental Studies, Ibaraki.
Küpper, F.C., Carpenter, L.J., McFiggans, G.B., Palmer, C.J., Waite, T.J., Boneberg, E.M., Woitsch, S., Weiller,
M., Abela, R., Grolimund, D., Potin, P., Butler, A., Luther, G.W. 3rd, Kroneck, P.M., Meyer-Klaucke, W., &Feiters, MC. 2008. Iodide accumulation provides kelp with an inorganic antioxidant impacting atmosphericchemistry. Proc Natl Acad Sci USA 105: 6954-6958.
Muramatsu, Y., Christoffers, D., & Ohmomo, Y. 1983. Influence of chemical forms on iodine uptake by plant. J
Rad Res 24: 326–338.
Plato, P. & Denovan, J. T. 1974. The influence of potassium on the removal of 137Cs by live Chlorella from low
level radioactive wastes. Rad Bot 14: 37–41.
Pohl, P. & Schimmack, W. 2006. Adsorption of radionuclides (134Cs, 85Sr, 226Ra, 241Am) by extracted biomassesof cyanobacteria (Nostoc carneum, N. insulare, Oscillatoria geminata and Spirulina laxissima) andPhaeophyceae (Laminaria digitata and L. japonica; waste products from alginate production) at different pH. J
Appl Phycol 18: 135–143.
Singh, S., Thorat, V., Kaushik, C.P., Raj, K,. Susan, Eapen S., & D’Souza, S.F. 2009. Potential of Chromolaena
odorata for phytoremediation of 137Cs from solution and low level nuclear waste. Ecotoxicol Environ 69:
306–311.
Tensho, K., & Yeh, K. 1970. Radio-iodine uptake by plant from soil with special reference to lowland rice. Soil
Sci Plant Nutr 16: 30–37.

S. Fukuda et al.-9

TEPCO (The Tokyo Electric Power Co., Inc.) 2012. About the estimation of the total amount of radioactive
materials released to the atmosphere by the accident of the Fukushima Daiichi nuclear power plant. Press
Release: 2012 (in Japanese)
TEPCO (The Tokyo Electric Power Co., Inc.) 2013. No. 129: about the present situation of storage andprocessing of water containing high concentration of radioactive compounds in the Fukushima Daiichi nuclear
power plant. Press Release: 2013 (in Japanese)

S. Fukuda et al.-10

高純度ゲルマニウム検出器によるγ線放射性核種の測定：
福島第一原子力発電所の事故による環境汚染を評価するために用いた手法とその信頼性
三村徹郎 1，三村真理 1，小宮山千代 2，宮本昌明 3，北村晃 2
1

神戸大学大学院理学研究科 生物学専攻〒657-8501 兵庫県神戸市灘区六甲台町 1-1
2

神戸大学大学院海事科学研究科〒658-0022
3

マリンエンジニアリング講座

兵庫県神戸市東灘区深江南町 5-1-1

神戸大学研究基盤センター〒657-8501

アイソトープ部門

兵庫県神戸市灘区六甲台町 1-1

Measurements of gamma ()-emitting radionuclides with a high-purity
germanium detector: the methods and reliability of our environmental
assessments on the Fukushima 1 Nuclear Power Plant accident.
Tetsuro Mimura1, Mari Mimura1, Chiyo Komiyama2, Masaaki Miyamoto3, Akira Kitamura2
1

Department of Biology, Graduate School of Science, Kobe University, Rokkodai, Nada,
Kobe, 657-8501 Japan.

2

Department of Marine Engineering, Graduate School of Maritime Sciences, Kobe University,
Fukae-minami, Higashi-nada, Kobe, 658-0022 Japan.
3

Center for Support to Research and Educatio Activities, Kobe University, Rokkodai, Nada,
Kobe, 657-8501 Japan.

Key words: A high-purity Ge semiconductor detector（高純度ゲルマニウム半導体検出器）
・137Cs・134

Cs・Fukushima 1 Nuclear Power Plant（福島第一原子力発電所）･ IAEA proficiency test（国際原子力機関技能試験）
・Radionuclides（放射性核種）

要旨2011 年 3 月 11 日に生じた東日本大震災による福島第一原子力発電所の事故は，福島県を中心として広範囲の地域に放射性核種による汚染を引き起こした。この JPR シンポジウムでは，
植物科学者達が，野生植物や作物の放射性物質汚染の状況についての測定結果をまとめていMimura et al.-1

る。福島で集められたサンプルに含まれる放射性物質のγ線放射能は，主として神戸大学海
事科学研究科に設置されていた高純度ゲルマニウム半導体検出器によって測定された。このテクニカルノートでは，測定の際に用いたサンプル調整法と検出器による測定方法をまとめるとともに，国際原子力機関（International Atomic Energy Agency (IAEA)）による技能試験を受けることで，測定の信頼性の確認を行ったので，その結果をまとめる。
略号：
F1NPP

福島第一原子力発電所

IAEA

国際原子力機関HPGe

高純度ゲルマニウム半導体検出器

MCA

マルチチャンネルアナライザー（多重波高分析器）

cps

Counts per second（毎秒あたりのカウント数）

gps

Gamma-ray counts per second（毎秒あたりのγ線放射量）

１．はじめにγ線放出放射性核種である 137Cs，134Cs や 131I の測定は，福島第一原子力発電所（F1NPP）の爆発事故により引き起こされたフォールアウトによる広範囲の放射性物質汚染を評価するために必須である。以下のホームページには，この放射性物質汚染に関わる様々なデータが発表されている（日本の環境放射能と放射線（Environmental Radioactivity and Radiation in
Japan）; 福島陸域・水域モニタリング大学連合チーム（Fukushima Radiation Monitoring, Water,
Soil and Entrainment）; 国際原子力機関 福島事故（IAEA, Fukushima Nuclear Accident）。放射性核種から放出される放射能は，ガイガー・ミューラー検出器，シンチレーションカウンタ
ー，半導体検出器など，様々な検出装置で測定することが出来る。このうち高純度ゲルマニ
ウム半導体検出器（HPGe）による測定は，γ線のエネルギー分布を測定することが可能であり，サンプル中の放射性核種の種類を高解像度で検出することができる。HPGe を用いた測定は，文部科学省により標準化されており，日本語の測定説明書は「日本の環境放射能と放射線」のホームページ（http://www.kankyo-hoshano.go.jp/en/index.html）からダウンロードすることができる。
このシンポジウムで扱われている以下の研究（Kawai et al. 2014; Kobayashi et al. 2014;
Mimura et al. 2014; Ohmori et al. 2014; Sekimoto et al. 2014; Terashima et al. 2014）では，福島地域
からのサンプルの多くを，神戸大学海事科学部に設置されていた HPGe で測定した。この報告では，神戸大学における HPGe 検出器での測定方法の詳細と，IAEA 技能試験を受けることで，我々の測定法の信頼度の検証を行ったので，それについて報告する。

２．測定
２−１．サンプル調整
Mimura et al.-2

福島で採集された植物体，藻類，土壌は，各サンプルの重量測定の後，乾熱オーブンを用
いて 105℃で 2 日間乾燥した。乾燥サンプルは，破砕器（ワーニングブレンダー，7011JBB）
で細かく破砕し，U8 容器（馬野科学容器製）に詰めた。内容物の重量を決定した後，サンプ
ル量が容器を完全に満たせない場合は，サンプル上面にアクリル製樹脂板を載せ，さらに発泡スチロールのビーズを満たした。サンプルの高さは，U8 容器の異なる三箇所において，ノギスで測定し，その平均値をとった（Environmental Radioactivity and Radiation in Japan;
Yoshihara et al. 2013）。

２−２．HPGe 検出器によるγ線放射の測定
サンプルから放出されるγ線は，HPGe 検出器（GC3019，キャンベラ社）を用いて測定された。60Co の 1.332 MeV ピークにおける半値幅から推定された測定効率は 30%，エネルギー
分解能は 1.9 eV であった。U8 容器に入れたサンプルは，液体窒素で冷却された Ge 検出器の上部に直径 76 mm のキャップをかぶせ，その上にセットされた。プリアンプを装備した検出器は，30 リットル液体窒素容器の上に置かれ，底部を除く全体は 5 cm の厚さの鉛で遮蔽された。この装置では自然の背景放射を完全に除くことは出来ないので，空のサンプル容器を測定することで，適当な間隔で背景放射の測定を行い，実測値から差し引くことを行った。
サンプルからのγ線放射は，上に述べた測定効率で，Ge 検出器に電気パルスを誘導する。
パルスの高さは，γ線のエネルギーに比例するので，パルスの高さを測定すれば，そのγ線を放出している放射性核種を同定することができる。福島サンプルの初期の測定では，マルチチャンネルアナライザー（MCA2100C，Laboratory Equipment 社）を用い，データ解析はマニュアルで進めた。図 1 は，2011 年の震災後すぐの 3 月末に採取され，4 月 5 日に測定された土壌サンプルのγ線のエネルギー分布（スペクトル）を示している。このサンプルは，複数種の放射性核種が含まれていることを明確に示していた。
含まれていた主要な放射性核種は， 134Cs［ピークエネルギー
Eg = 0.6047 MeV（97.6%）及び 0.7958
MeV（85.4%）で半減期 2.06 年］と 137Cs（Eg= 0.6616 MeV, 半 減
期 30.1 年）であった。
さらに，はるかに短図１ 福島で採取されたサンプルのγ線スペクトルの例。サンプル土壌は，2011 年 3 月末にいわき市で採取され，4 月 5 日に測定された。青は 4 月 5日のスペクトル，ピンクは背景スペクトルである。

Mimura et al.-3

い半減期を持つ，131I（半減期 8.02 日）と132

Te-132I（半減期 3.20

日）もこの時期には検出された。その後，2011 年の秋に同じサンプルを測定しても，これらの半減期の短い放射性核種は検出できなかった。40K と 208Tl は，最も普通の自然放射性核種であるが，それらは，常に，0.2 と 0.02 cps の値で検出されている。この自然放射性核種による背景放射は，全てのサンプル中に見出され，その主要な構成要素であった。
マニュアルによる測定は詳細な検討が可能であるが，一つの測定に時間がかかることや補正が困難な場合も多い。神戸大学本部からの緊急支援を受けることで，より汎用性の高い測定器（MCA，MP2-1U（キャンベラ社））と計測プログラム（ガンマエクスプローラー（キャンベラ社））の購入が可能になったことから，その後の測定は，この測定器を用いて行うこととなった。放射性核種の同定，γ線放射量の測定，サンプル位置・自己吸収・サム効果の補正を全て自動で行うことが可能となった（Knoll 2000）。
本測定で使用した HPGe-MCA 装置による計測エネルギーの補正には，自然放射性物質である 40K と 208Tl が放射する 1.4608-と 2.6146- MeV のピークを用いた。また，計測効率の補正には，9 つの異なる放射性核種が，5 つの異なる量と異なる高さのアルミニウム粉末の中に混ぜてある標準セットを用いて行った。この標準セットは，
日本放射線安全管理学会が組織した福島における環境サンプル測定グループのために理研から借用したものである。含有放射性核種は，109Cd（エネルギーピーク Eg
期 462.6 日），

57

0.0880MeV; 半減

139

Co（Eg 0.1221 MeV, 0.1360 MeV; 半減期 271.7 日）， Ce（Eg 0.1659 MeV; 半

減期 137.6 日），51Cr（Eg 0.3201 MeV; 半減期 27.7 日），85Sr（Eg 0.5140 MeV; 半減期 64.84 日），
137

C 半減期（Eg 0.6617 MeV; 半減期 30.1 年），54Mn（Eg 0.8349 MeV; 半減期 312.1 日），88Y（Eg 0.8980 MeV,1.8361 MeV; 半減期 106.7 日），60Co（Eg 1.1732 MeV,1.3325 MeV; 半減期 5.27
年）である。
これらの補正用標準核種を用いて測定した，サンプルの位置補正とエネルギー毎の検出効率を図 2 に示す。エネルギーの対数値に対して，多項近似曲線が良く当てはまっている。検出効率は，0.14 MeV
において最大値と与え，それ以上ではエネ
ルギーの減少関数になっている。これは，γ線と物質の相互作用の確率が，数 MeV
以下ではエネルギーの減少関数である。また，検出効率は，最大値以下のエネルギー
図 2 9 種類の放射性核種を用いて測定した検出効率の標準曲線。それぞれの放射性核種は，異なる量と異なる高さのアルミニウム粉末の中に混ぜて U8 容器に入れられていた。それぞれのアルミニウム粉末の高さは、0.53 cm（赤），1.03 cm（青），2.04 m（緑），3.04 cm（薄青），5.08 cm（紫）である。検出効率は毎秒あたりのγ線放射量と実際のカウント数の比で表わされている。

Mimura et al.-4領域ではエネルギーの減少と共に減少している。これはサンプ
ルと HPGe 検出器との間に入る物質による隠蔽効果が，エネルギーの減少と共に増大することによる。今回の測定
では，エネルギーとサンプルの厚みに依存してはいるが，検出効率は 0.02 と 0.06 の間であった。
一連の測定の間，検出器の精度は，常に 134Cs と 137Cs のピークエネルギーによって確認し，増幅度は，必要に応じて 60Co を使って調整した。計測器が設置された測定室の背景放射もし
ばしば測定した。

２−３．IAEA 技能試験
神戸大学における我々の測定の信頼度を評価するために，今回 2011 年から 2012 年に掛けて IAEA が日本の測定機関のために行った技能試験（IAEA-TEL-2011-8 test
（Fukushima radiation
Monitoring, Water, Soil and Entrainment のための試験））に参加した。この試験には，国内の 20の大学，研究機関，民間組織が参加している。IAEA が配布した 10 のサンプルを，それぞれの測定機関が測定し，その精度が IAEA によって評価されるものである。サンプルには，2 Bq
kg-1 から 10,000 Bq kg-1 の放射能を持つ，3H, 60Co, 133Ba, 134Cs, 137Cs, 152Eu, 241Am, 40K, 234U, 235U,
238

U, 238Pu, 239+240Pu および 57Co の核種が，様々な組み合わせで含まれている（表 1）。

今回の試験では，10 の異なるサンプルに含まれる 38 の核種を，IAEA の指示に従って測定した。我々の測定の最終結果は，「38 の核種のうち 23 核種が“A”（十分な精度で測定されている），8 核種が“N”（測定精度に問題がある），1 核種が“W”（精度が十分とは言えない），6
核種については測定せず」，という結果であった（表 2）。
ここでは，“N”と判定された 8 つの核種について議論する。サンプル 02（水）に含まれていた 60Co と 152Eu（Eg (MeV) = 0.122, 0.245, 0.964, 1.112, 1.408）及び，サンプル 03（水）の 137Csの放射能は極めて低く，10 Bq kg-1 以下であった。我々は，40,000 秒以上の測定を行ったが，Mimura et al.-5このような極低レベルのサンプルの正確な測定にはまだ十分ではなかったように見える。より正確な測定のためには，もっと長い測定時間か，マリネリ容器のような大容量の容器を用いた測定が必要になると思われる。
サンプル 08（フィルター）の 57Co（Eg = 0.122 MeV）とサンプル 08-10（フィルター）の 241Am（Eg = 0.061 MeV）も，“N”評価であった。これらの放射性核種が放射するγ線のエネルギーは極めて低い。今回我々が用いた標準サンプルによる補正は，このような低レベルのエネル
ギーを放出する核種には十分ではなかったと考えられる。実際には，福島のサンプルを測定する限りにおいて，これらの低エネルギー放出核種は無視することができる。なぜなら，主要な放射性核種である 134Cs や 137Cs が放出するγ線のエネルギーは，0.6 MeV 以上であるからである。
もう一つ“N”判定を受けたのは，サンプル 05（草）の 137Cs である。このサンプルにおける放射性核種の放射能も大変低く（IAEA によると 2 Bq kg-1），40,000 秒（約半日）と 130,000
秒（約 1 日半）に渡って二回測定した値は，3.97 ± 1.15 Bq kg-1 と 3.79 ± 1.13 Bq kg-1 であった。二回の測定を合算して，測定時間を 170,000 秒として加重平均をとった値は，3.83 ± 1.14
Bq kg-1 である。いずれの値も良く似ており，我々の測定から判断する限り，統計誤差の範囲である。しかし，IAEA によって示された 2.0 ± 0.4 Bq kg-1（測定時間は，250,000 秒）とい
う値よりはかなり大きい。そこで我々は，サンプル 05 を均等に二つに分け，05a と 05b とし，それぞれを測定したところ，それぞれの値は，1.18 ± 1.15 Bq kg-1（571,000 秒）と 3.46 ± 1.41
Bq kg-1（641,000 秒）となった。合算値は，2.58 ± 1.39 Bq kg-1（1,212,000 秒）であった。この
値は，我々が当初に測定した 3.83 ± 1.14 Bq kg-1（170,000 秒）よりも，IAEA が示した正解値（2.0 ± 0.4 Bq kg-1（250,000 秒））に近い。現在，我々は U8 容器の中の放射性核種の相対的存在位置が，測定に影響を与えているのではないかと考えている。実際のところ，このサンプルにおける測定値と IAEA が示す値との差が何に起因するのかは不明のままである。
最後に，サンプル 04（土壌）の 137Cs に“W”の評価が与えられた。この核種の測定値は，2.57 ± 0.0032（140,000 秒）と 2.56 ± 0.0023 （260,000 秒）kBq kg-1 であった。サンプル 04（土壌）の想定値は 2.44 ± 0.03 kBq kg-1 であり，この値はこれまで議論してきたようなサンプル
05（草）のものよりは，3 桁も高いものであるから，統計的な精度の問題ではなさそうである。この違いは，恐らくは測定に際してのサンプル位置の問題ではないかと考えている。実際，同じサンプル中で，よりエネルギーが低い 40K（0.389 ± 0.011 kBq kg-1）では，測定値と想定値（0.385 ± 0.020 kBq kg-1）は良く一致している。
我々の測定は，極く低いレベルの放射線（10 Bq kg-1 以下）を持つサンプルや，放射される
γ線エネルギー自体が低い核種（例えば 57Co や 241Am），あるいは，土壌のように放射性核種の存在が均一ではないサンプルでは，十分に信頼性の高いデータを得ることは出来なかったが，それ以外のサンプルについては，神戸大学の HPGe 検出器を用いて測定し，キャンベラ
社のガンマエクスプローラーにより計算された値は，福島の植物，水，あるいは食品における放射性物質による汚染や，その動態を測定するには，十分に精度の高いものであると結論づけられた。

Mimura et al.-6

241Am

152Eu

137Cs

134Cs

133Ba

60Co

3H

241Am

152Eu

137Cs

134Cs

133Ba

60Co

3H

241Am

152Eu

137Cs

134Cs

133Ba

60Co

3H

核種

50.2
15.3
5
7.7
6.2
15.4
4.7
25
7.6
2.5
3.8
3.1
7.7
2.4
35.1
10.7
3.5
5.4
4.4
10.8
3.3

0.9
0.2
0.1
0.1
0.1
0.2
0.1
0.5
0.1
0.1
0.1
0.1.
0.1
0.1
0.6
0.2
0.1
0.1
0.1
0.2
0.1

LAP：Limit of Acceptable Precision

20
15
20
20
20
15
20
20
15
20
20
20
15
20
20
15
20
20
20
15
20

20
15
20
20
20
15
20
20
15
20
20
20
15
20
20
15
20
20
20
15
20

LAP

評価
パラメーター

確定値 不確かさ MAB

含有放射能 [Bq/kg]

MAB：Maximum Acceptable Bias

サンプル 03

サンプル 02

サンプル 01

サンプル番号

サンプル

水サンプル

−
15.200
4.470
7.810
6.840
16.900
−
−
9.030
2.710
4.690
3.810
9.900
−
−
11.200
3.480
6.150
5.620
11.700
−

値

−
0.680
0.577
0.540
0.610
0.880
−
−
0.440
0.440
0.390
0.410
0.680
−
−
0.440
0.350
0.380
0.430
0.620
−

不確かさ

測定結果

−
-0.065-1.060
0.143
1.032
0.974
−
−
1.882
0.840
2.342
2.290
2.857
−
−
0.467
-0.057
1.389
2.773
0.833
−

−
-0.141-0.905
0.200
1.035
1.662
−
−
3.169
0.465
2.211
1.682
3.201
−
−
1.035
-0.055
1.909
2.763
1.382
−

Z-スコア U-スコア

統計値

Mimura et al.-7−−
4.474 -0.654
12.908 -10.600
6.914
1.429
8.918 10.323
5.207
9.740
−
−
−
−
4.873 18.816
16.2368.400
8.316 23.421
10.761 22.903
6.869 28.571
−
−
−
−
3.929
4.673
10.057 -0.571
6.179 13.889
7.651 27.727
5.299
8.333
−
−

[%]

バイアス
[%]

表 2. IAEA-TEL-2011-08 技能試験における神戸大学グループの評価シート

−
0.993
0.894
1.014
1.103
1.097
−
−
1.188
1.084
1.234
1.229
1.286
−
−
1.047
0.994
1.139
1.277
1.083
−

測定値/
確定値

−
0.100
0.530
1.110
0.640
1.500
−
−
1.430
0.210
0.890
0.710
2.200
−
−
0.500
0.020
0.750
1.220
0.900
−

A1

−
1.829
1.511
1.417
1.595
2.328
−
−
1.164
1.164
1.039
1.089
1.773
−
−
1.247
0.939
1.014
1.139
1.681
−

A2

真度

−
A
A
A
A
A
−
−
N
A
A
A
N
−
−
A
A
A
N
A
−

評価

−
4.661
13.062
7.035
9.063
5.367
−
−
5.047
16.722
8.722
11.234
6.990
−
−
4.351
10.455
6.450
7.982
5.613
−

P

精度

−
A
A
A
A
A
−
−
A
A
A
A
A
−
−
A
A
A
A
A
−

評価

−
A
A
A
A
A
−
−
N
A
A
A
N
−
−
A
A
A
N
A
−

最終評
価

サンプル 07

サンプル 10

サンプル 09

サンプル 08

サンプル番号

241Am

152Eu

137Cs

134Cs

57Co

241Am

152Eu

137Cs

134Cs

57Co

241Am

152Eu

137Cs

134Cs

57Co

サンプル

核種

137Cs

サンプル 06

フィルター

137Cs

0.18
0.22
0.47
0.93
1.57
2
8.3
45.4
35.7
51.7
2
8.3
45.4
35.7
51.7

0.02
0.02
0.04
0.06
0.07
0.1
0.2
1.4
1.1
1.6
0.1
0.2
1.4
1.1
1.6

10
10
10

LAP

30
25
15
20
20
30
25
15
20
20
30
25
15
20
20

30
25
15
20
20
30
25
15
20
20
30
25
15
20
20

LAP

評価
パラメーター

確定値 不確かさ MAB

含有放射能 [Bq/kg]

10
10
10

2
3000
10000

137Cs

サンプル 05

0.4
120
340

20
10
20
20
20
25

評価
パラメーター

確定値 不確かさ MAB

含有放射能 [Bq/kg]

20
30
0.53
0.52
0.008
0.02

核種

137Cs

値

不確かさ

測定結果

0.692
3.900
8.050
45.30033.80027.1002.870
8.020
43.30035.90028.200

0.593

値

[%]

2.828
0.090
−
−
−
−

[%]

0.530
1.100
0.400
1.100
0.940
1.300
0.650
0.400
1.100
0.960
1.300

0.110

不確かさ

バイアス
[%]

89.500
1.667
2.000

バイアス
[%]

1.039
4.918
−
−
−
−

バイアス
[%]

-55.92495.000-3.012-0.220-5.322-47.582
43.500-3.373-4.6260.560-45.455

統計値

0.175
3.988
−
−
−
−

-5.5929.500-0.301-0.022-0.532-4.7584.350-0.337-0.4630.056-4.54522.944

Z-スコア

1.529
0.412
0.571

-1.6421.720-0.559-0.056-1.313-11.933
1.323-0.626-1.1790.317-11.399

3.694

U-スコア

統計値

8.950
0.167
0.200

Z-スコア U-スコア

統計値

0.104
0.492
−
−
−
−

0.441
1.950
0.970
0.998
0.947
0.524
1.435
0.966
0.954
1.006
0.545

3.294

測定値/
確定値

1.895
1.017
1.020

測定値/
確定値

1.010
1.049
−
−
−
−

測定値/
Z-スコア U-スコア
確定値

Mimura et al.-8

76.59028.205
4.969
2.428
2.781
4.797
22.648
4.988
2.540
2.674
4.610

18.550 229.444[%]

1.100 29.024
19.0000.623
85.000
0.833

不確かさ

測定結果

3.790
3050.000
10200.000

値

測定結果

20 389.000 11.000
10 2560.000 2.300
20
−
−
20
−
−
20
−
−
25
−
−

LAP

評価
パラメーター

確定値 不確かさ MAB

385
2440
234U
12.54
238U
12.41
238Pu
0.058
239+240Pu
0.35

核種

40K

含有放射能 [Bq/kg]

サンプル番号

サンプル

草サンプル

サンプル 04

サンプル番号

サンプル

土壌サンプル

0.878
1.900
0.250
0.100
1.900
24.600
0.870
0.280
2.100
0.200
23.500

0.413

A1

1.790
50.000200.000

A1

4.000
120.000
−
−
−
−

A1

1.379
2.850
1.154
4.594
3.733
5.319
1.697
1.154
4.594
3.767
5.319

0.288

A2

真度

3.020
313.457
904.197

A2

真度

58.89077.627
−
−
−
−

A2

真度

A
A
A
A
A
N
A
A
A
A
N

N

評価

A
A
A

評価

A
N
−
−
−
−

評価

76.71928.645
5.522
3.925
4.151
5.709
23.193
5.539
3.995
4.080
5.552

21.623P

精度35.247
4.048
3.501

P

N
A
A
A
A
A
A
A
A
A
A

A

評価

N
A
A

評価

A
A
−
−
−
−

評価

精度

5.915
1.233
−
−
−
−

P

精度

N
A
A
A
A
N
A
A
A
A
N

N

最終
評価

N
A
A

最終
評価

A
W
−
−
−
−

最終
評価

３．謝

辞

新しいマルチチャンネルアナライザーとデーター解析システムは，神戸大学本部による緊急の予算措置により購入することができた。検出器の補正のための標準サンプルの借用とIAEA 技能試験の参加については，筑波大学の恩田裕一教授に大変お世話になった。ここに深く感謝したい。また，検出器補正のための U8 容器の標準サンプルを借用するにあたり，日本
放射線安全管理学会で緊急グループを組織された桝本和義教授と，柴田理尋教授にも深く感謝する。HPGe 検出器の利用と，IAEA の技能試験に参加するにあたり，神戸大学海事科学研
究科の小田啓二教授，山内知也教授，岡村秀雄教授と，工学研究科の遠山有二博士には大変お世話になった。ここに改めて感謝したい。この研究は，三井物産環境基金，日本学術振興会からの研究資金と，文部科学省による科学研究費補助金に支援され進められた。

４．引用文献等
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Fukushima radiation Monitoring, Water, Soil and Entrainment,
http://fmwse.suiri.tsukuba.ac.jp/FMWSE-english/indexEN.html
Fukushima radiation Monitoring, Water, Soil and Entrainment, Japan Proficiency Test,
http://www.ied.tsukuba.ac.jp/hydrogeo/fmwse/index.html
International Atomic Energy Agency (IAEA), Fukushima Nuclear Accident,
http://www.iaea.org/newscenter/focus/fukushima/
International Atomic Energy Agency (IAEA), Interlaboratory Comparisons & Proficiency Test,
http://nucleus.iaea.org/rpst/ReferenceProducts/Proficiency_Tests/index.htm
Kawai H, Kitamura A, Mimura M, Mimura T, Tahara T, Aida D, Sato K, Sasaki H. (2014) Radioactive
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Mimura T, Mimura M, Kobayashi D, Komiyama C, Miyamoto M, Kitamura A (2014) Radioactive
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Ohmori Y, Inui Y, Kajikawa M, Nakata A, Sotta N, Kasai K, Uraguchi S, Tanaka N, Nishida S,
Hasegawa T, Sakamoto T, Kawara Y, Aizawa K, Fujita H, Ke L, Sawaki N, Oda K, Futagoishi R,
Tsusaka N, Takahashi S, Takano J, Wakuta S, Yoshinari A, Uehara M, Takada S, Nagano H, Miwa K,
Aibara I, Ojima T, Ebana K, Ishikawa S, Sueyoshi K, Hasegawa H, Mimura T, Mimura M,
Kobayashi N, Okochi T, Furukawa J, Kobayashi D, Okochi T, Tanoi K, Fujiwara T. (2014)
Difference in cesium accumulation among rice cultivars grown in the paddy field in Fukushima
Mimura et al.-9

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Terashima I, Shiyomi M, Fukuda H (2014) 134Cs and 137Cs levels in a meadow, 32 km northwest of the
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Mimura et al.-10