【調査１】令和３（2021）年度森林内の放射性セシウムの分布状況調査結果について
1.背景と目的
林野庁は、福島県における森林内部の放射性物質の分布状況を明らかにするため、2011年度から県内の３町村（川内村、大玉村、只見町）に調査地を設け、土壌や旅葉、樹木の寒や幹などの部位別に放射性:セシウム濃度とその皆積量を調査し、公表してきたところでやす2021年7月〜9月に、2村3箇所（図１）の５林分の調査地で、部位別の放射性センウム濃度とその密積量を調査したので、結果を報告します。 (放射性:セシウム濃度の低下や避離指示区域の解除を受け、2017、2021年度に開衣地を見直し）
2.調査地
調査地は、事故のあった福島第一原子力発電所から直線距離で26 km～66 kmに位置します。今年度は、川内村の４調査地（三ツ石スギ林、三ツ石コナラ林、金山スギ林）と大王村の１調査地（大王コナラ林）で空間線最宰を測定したほか、森林内の１複や格葉居、樹木の葉や枝、幹などの部位別の放射性セシウム濃度を調査し、森林全体の放射性物質の分布・蓄積量を推計しました（表1）。なお、ニツ石や大玉のコナラ林の実態は落柴広葉樹林ですが、コナラを調査木としているのでコナラ林としています。
年前1三ツ石講査地のスギ林

3.方法
各調査地の優占種、林齢等は表２のとおりです。調査・分析は以下のように昨年度と同様の方法で実施しました。空間線量率は、調査地内を10 m間隔で測定しました。調査地の森林の成長量などの基礎的な調査を行い、幹の直径と樹高から幹材積や葉、枝の重量を推定しました。落葉層及び土壌の分析用の試料は、はじめに落葉層（土壌の上にある落葉や落枝とそれらの腐朽した腐植からなる堆積有機物層）を採取し、その後、土壌採取用の円筒（高さ５ cm、内径11cm）を用いて４層（０～５、５～10、10～15、15～20cm）から土壌を採取しました。各調査地（の樹木については、６本の調査木を選定し、樹皮を採取した後、成長錐を用いて材を採取しました。その内、３調査地（三ツ石スギ林、三ツ石ヒノキ林、金山スギ林）の葉、枝の採取は、枝・葉が採取可能な４～６本（成長錐を採取した樹木と同じものを２本以上含む）を調査木として選定し、木登りや高枝切鉄により樹冠上層と下層の両方から試料を採取しました。三ツ石及び大玉コナラ林では、樹冠全層から枝・葉を採取しました。材は実験室で心材と辺材に分けました。樹木の部位別の試料、落葉層、土壌は乾燥・粉砕した後に、ゲルマニウム半導体検出器によるガンマ線スペクトロメトリ法で乾燥重量当たりの放射性セシウム(Cs-134, Cs-137)濃度を測定しました。単位面積当たりの放射性セシウム蓄積量は、面積当たりの落葉層、士壌、樹木の各部位の重量に、それぞれの放射性セシウム濃度を乗じて求めました。放射性セシウム濃度が検出限界以下の試料については、Cs-134とCs-137がともに不検出の場合は検出限界値を用いました。 Cs-134だけが不検出の場合は、2011年３月15日時点のCs- 134濃度とCs-137濃度の比を1：1とし、物理的減衰に基づく理論的な推定式から計算されたCs-134濃度とCs-137濃度の比を用いて、Cs-137濃度からCs-134濃度を推定しました。各林分の放射性セシウム濃度として、その林分で得られたすべての試料の平均値と標準偏差を求めました。以下、放射性セシウム濃度はCs-134とCs-137の合計とします。なお、今年度の測定価は、2021年９月１日を基準日として整理しました。
4.結果
( 1 )空間線量率
2021年度における地上高1 mの空間線量率は、三ツ石スギ林は0.75 μSv/h、三ツ石ヒノキ林は0.97 μSv/h、三ツ石コナラ林は0.76 μSv/h、金山スギ林は0.33 μSv/h、大玉スギ林は0.09 μSv/hで原子力発電所から遠いほど低い値でした(図２)。また、2021年度の値は前々年度比で81〜85%でした（2020年度の川内村の空間線量率の値は、少雨等の気象条件の影響を受けて土壌含水率が低下し、高く見積もられた可能性があるため、前年度の2020年ではなく、前々年度の2019年の値と比較しました)。なお、2011年度から調査を継続している三ツ石スギ林の空間線量率は2011年度の値の25％、大玉コナラ林は27％でした。
(2)部位別の放射性セシウム濃度の変化
葉や枝、樹皮など樹木の部位別の放射性セシウム濃度は、2011年度の調査開始以来、全体として低下傾向が続いてきました（図３～７)。2021年度は、葉の放射性セシウム濃度は前回の調査よりわずかに上昇あるいは低下し、枝は全ての調査地で前回調査よりも濃度が減少しました。事故後初期と比較すると、枝葉ともに放射性セシウム濃度の低下傾向の鈍化が明瞭になってきました。また、木材内部の心材と辺材の放射性セシウム濃度については、三ツ石スギ林、三ツ石ヒノキ林では2015～2016年度頃から辺材、心材ともに大きな変動が見られなくなってきています。一方で、金山スギ林の心材の放射性セシウム濃度は、2018年度頃まで増加傾向が続き、2019年度及び2020年度の濃度は2018年度の調査よりも低い値でしたが、2021年度の濃度は2018年度と同程度でした。また、いずれの調査地でも、辺材・心材は他の部位に比べて低い濃度で推移しています。落葉層の濃度は、全ての調査地で前回の調査と概ね同等の濃度を示しており、全体的に濃度の低下傾向の鈍化が見られました。土壌は、昨年度までと同様、表層土壌０～５cmの濃度が最も高く、５cmより深い層は最大でもその13％以下の濃度で、下層ほど低下する傾向を示しました。 0 ～ 5cmの濃度について、2021年度は三ツ石ヒノキ林、三ツ石コナラ林でこれまでで最も高い濃度となりました。しかし、全体としては2013年度以降、濃度の上昇と低下が混在し、明瞭な傾向は見られませんでした。５cmより深い層の濃度について、三ツ石スギ林の５～10cmの濃度は2020年度に、金山スギ林の５～10 cmの濃度は2018年度に、これまでの調査の中で最も高い濃度を示しましたが、2021年度は両者ともそれらより低い濃度でした。 5cmより深い層の濃度は、全体として明瞭な変化が見られませんでした。図５　三ツ石コナラ林における部位別放射性セシウム濃度（kBq/kg、平均値、有効数字(細線)は標準偏差。2011年度は測定なし。樹木部位別濃度は優占種のもの。今年度の測定結果は青文字で表記。） (細線は標準偏差。2018年度と2020年度は測定なし。樹木部位別濃度は優占種のもの。今年度の測定結果は青文字で表記。）
（３）森林全体の放射性セシウム蓄積量と分布の変化
森林全体の放射性セシウム警積量は、いずれの調査地でも明瞭な変化傾向は見られませんでした（図８）。 2011年度から測定している三ツ石スギ林と大玉コナラ林について、森林内における樹木及び土壌の部位別の放射性セシウム蓄積量の割合をみると、2011年度から2012年度にかけて土壌の割合が急激に増え、その他の部位の割合が低下するなど大きな変化を示しましたが、2012年度以降、2021年度までの変化は小さなものでした（図９、表３）。いずれの調査地でも土壌に分布する放射性セシウムの割合は年々増加もしくはほぼ同じ値を示し、2021年度には全体の85〜96％となっていました。落葉層の分布割合は年々低下する傾向にありますが、調査地ごとにその低下速度は異なっていました。三ツ石スギ林や大玉コナラ林では急激に減少し2021年度までに３％以下となりましたが、三ツ石ヒノキ林や金山スギ林では2021年度においても10%が落葉層に存在していました。葉や枝等の樹木に存在する放射性セシウム蓄積量は2015年度まで減少傾向が続いていましたが、 2016年度以降大きな変化は見られなくなっています。
*単位はkBq/m²
*単位はkBq/m²
5.お祭
（1）空間線量率の変化
2011年度から2012年度にかけての空間線量率の低下は放射性セシウムの物理的減衰よりも小さく、これは森林内の放射性セシウムの分布が樹木の樹冠から林床の落葉層や土壌表層に移行したことが一因と推測しました。その後空間線量率は、毎年、物理的減衰を反映するように低下していました。前年度は、物理的減衰以外の変動要因（気象条件など）の空間線量率への影響が考えられましたが、2021年度の空間線量率は、前々年度と比べ、物理的減衰を反映するように低下していたと考えられます。
(２)部位別濃度と分布の変化
葉や枝、樹皮など樹木の放射性セシウム濃度は、2011年度から2012年度にかけて大幅に低下しました。濃度低下は、放射性セシウムの物理的減衰とともに、雨によって放射性セシウムが洗い流された（洗脱）ためと考えられました。このような移動しやすい放射性セシウムの動きが収まったため、2012年度以降の濃度の変化は比較的小さかったと考えられます。スギやヒノキなど常緑樹の葉における濃度低下は、雨による洗脱のほか、旧葉の落葉と新しい葉の伸張による置き換わりが続いた影響と考えられます。一方、毎年開葉と落葉を繰り返すコナラの葉の濃度は、大玉では100～580 Bq/kg、三ツ石では5,400～10,500 Bq/kgの範囲で変動し、明瞭な変化傾向は見られていません。枝の放射性セシウム濃度は低下傾向にありますが、2011年度から2014年度までの低下に比べて2014年度以降の濃度低下は緩やかになり、明瞭な変化傾向が見られなくなってきています。樹皮の濃度も低下傾向にありますが、枝に比べて濃度の低下は緩やかです。木材中の放射性セシウム濃度は2011年度から大きく変動していないことから、事故直後に取り込まれた放射性セシウムが樹木内部に留まっていると推察されます。コナラやヒノキの辺材、一部のスギの心材では、これまでに濃度の増加傾向がみられたことから、樹木の根による吸収が起きている可能性があります。しかし、材以外の他の部位においては明瞭な増加は認められないことから、森林内における部位別の放射性セシウム蓄積制合を大きく変えるほど多くの吸収は起きていないと考えられます。また、スギでは辺材から心材に向けてセシウムが移動することが様々な研究で示唆されており、今回の調査でもスギ心材の放射性セシウム濃度が辺材に比べてやや高い傾向が見られました。今後も調査を継続し、樹木への吸収や樹体内分布の変化を注視していく必要があります。 2011年度から2012年度にかけて三ツ石スギ林では落葉層の放射性セシウム濃度が半分以下に低下しました。それに対して、表層土壌（０～５cm）の放射性セシウム濃度は、樹木や落葉層から洗脱・溶脱した放射性セシウムが土壌の表層で保持された結果、2012年度に増加しました。2012年度以降、いずれの調査地でも落葉層の濃度は低下傾向が見られますが、2021年度は前年度と概ね同等の濃度となっており、低下傾向の鈍化が見られます。表層土壌（0～5cm）の濃度について、2021年度は三ツ石コナラ林、三ツ石ヒノキ林でこれまでで最も高い濃度が見られましたが、2013年以降の表層土壌（0～5cm）では、濃度変化に一定の傾向は確認できませんでした。 5cmより深い層の土壌の放射性セシウム濃度は表層より大幅に低い状態が続いており、増減はあるものの、明瞭な変化は見られませんでした。以上より、放射性セシウムは土壌表層付近に留まり、地下への浸透はあまり進んでいないと考えられます。
（３）放射性セシウム分布割合と森林全体の蓄積量の評価
森林内に蓄積した放射性セシウムの部位別の分布割合は、放射性セシウムの濃度変化を反映し、2011年度から2012年度にかけて樹木の割合が低下し、落葉層や土壌の割合が大きく増加しました。落葉層の割合は年々減少する傾向が認められますが、落葉層中の蓄積割合は林分ごとに異なり、2021年度において三ツ石スギ林では2％と低く、三ツ石ヒノキ林や金山スギ林では10%と高くなっていました。このような違いがどうして生じたかを明らかにするために、さらに調査が必要です。森林全体の放射性セシウム蓄積量は、明瞭な変化を確認できませんでした。樹木の蓄積量は6%以下であり、落葉層や土壌の放射性セシウム濃度や蓉積量のばらつきによるセシウム分布の不均一性が、森林全体の蓄積量の推定誤差を大きくしていると考えられます。推定誤差は大きいものの、森林全体の放射性セシウム蓄積量が明瞭に変化していないことから、森林に沈着した放射性セシウムは、分布の主体を土壌に移行しつつ、森林内に留まっているものと考えられます。
( 4 )森林生態系の放射性セシウムの循環
チェルノブイリの調査等から放射性セシウムは森林生態系に留まり、その一部は内部循環するといわれています。一方、セシウム循環には樹種や土壌の違いによる影響も大きいことが知られています。これまでの調査から、2011年度当時、福島第一原子力発電所の事故で上空から降下した放射性セシウムは、常緑樹や落葉樹といった樹木の形状の違いを反映し、部位別の濃度に差が認められました。しかし、放射性セシウムは比較的移動しやすく、2012年度には樹木に付着した放射性セシウムの多くが土壌や落葉層に移動しました。その後は樹体に分布する放射性セシウムの割合が少しずつ低下し、落葉層に分布する割合も低下する一方、土壌に分布する割合が増加しましたが、その変化は小さく推移しています。樹木は根を通じて土壌から放射性セシウムを吸収しますが、木材中の放射性セシウム濃度の変化は小さく、また樹体内のセシウム分布の変化もあり、これまでの調査からはセシウムの吸収量を正確に見積もることができませんでした。しかし、これまでの調査結果から、少なくとも40〜50年生程度の森林では、木材として利用される辺材や心材への樹木による放射性セシウムの吸収・蓄積は少ないと考えられます。さらに、森林全体の放射性セシウムの蓉積量の変化が少なく、かつ大部分が土壌表層付近に留まっている状況や渓流水中の放射性セシウム濃度の調査結果等から、放射性セシウムは森林内に留まり、森林外への流出量は少ないと考えられます。森林生態系における放射性セシウムの動態を解明し、森林・林楽の再生へ向けた対策に役立てるため、今後も継続して調査が必要です。