Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
表(4)-2 FM大谷山で採取された有機物・動物類の一覧。それぞれについて目、分類群、生態系タイプ（森林・渓流）、食性、採取月、放射性セシウム（ $ ^{137} $ Cs）濃度（Bq/kg 乾燥重量）を示している。検出限界以下の放射性セシウム濃度は、NDと示している。

目	分類群	生態応和	食性	採取月	137Cs濃度(Bq/kg)
-	A0層下部土壤	森林	-	8月	3330
A0層下部土壤	森林	-	8月	2855
A0層下部土壤	森林	-	8月	3017
A0層下部土壤	森林	-	11月	5168
A0層下部土壤	森林	-	11月	6666
A0層下部土壤	森林	-	11月	7569
A0層下部土壤	森林	-	2月	2743
A0層下部土壤	森林	-	2月	2691
A0層下部土壤	森林	-	2月	2667
A0層下部土壤	森林	-	5月	3583
A0層下部土壤	森林	-	5月	3297
A0層下部土壤	森林	-	5月	3364
マツ目	スキ(リター)	森林	-	8月	7032
スキ(リター)	森林	-	8月	8825
スキ(リター)	森林	-	8月	7974
スキ(リター)	森林	-	11月	3960
スキ(リター)	森林	-	11月	4208
スキ(リター)	森林	-	11月	2793
スキ(リター)	森林	-	2月	3798
スキ(リター)	森林	-	2月	3753
スキ(リター)	森林	-	2月	5104
スキ(リター)	森林	-	5月	2911
スキ(リター)	森林	-	5月	2621
スキ(リター)	森林	-	5月	3536
有肺目	ヤマナメクジ	森林	権食者	11月	4784
エビ目	サワガニ	森林	雑食者	8月	648
サワガニ	森林	雑食者	11月	179
サワガニ	森林	雑食者	5月	355
サワガニ	森林	雑食者	5月	540
クモ目	ハシリモ属	森林	肉食者	2月	521
アシナガモ科	森林	肉食者	8月	224
アシナガモ科	森林	肉食者	8月	233
アシナガモ科	森林	肉食者	8月	241
パッタ目	カマドラマ科	森林	雑食者	8月	389
カマドラマ科	森林	雑食者	8月	476
カマドラマ科	森林	雑食者	8月	344
カマドラマ科	森林	雑食者	11月	243
カマドラマ科	森林	雑食者	5月	481
ハチ目	ムネアカオオアリ	森林	雑食者	8月	1691
コクチュコ目	オサムシ科	森林	肉食者	8月	158
オサムシ科	森林	肉食者	8月	158
コガネムシ科	森林	雑食者	11月	227
コガネムシ科	森林	雑食者	11月	310
コガネムシ科	森林	雑食者	11月	235
カエル目	アズマヒキガエル	森林	肉食者	8月	396
タゴガエル	森林	肉食者	8月	903
タゴガエル	森林	肉食者	11月	580
ヤマアカガエル	森林	肉食者	8月	825
ヤマアカガエル	森林	肉食者	11月	582
キズミ目	アカキズミ属	森林	肉食者	8月	688
アカキズミ属	森林	肉食者	11月	976
アカキズミ属	森林	肉食者	5月	661
トガリネズミ目	トガリネズミ属	森林	肉食者	11月	1445
-	CPOM	溪流	-	8月	2245
CPOM	溪流	-	8月	2068
CPOM	溪流	-	8月	2163
CPOM	溪流	-	11月	937
CPOM	溪流	-	11月	1209
CPOM	溪流	-	11月	1829
CPOM	溪流	-	2月	833
CPOM	溪流	-	2月	870
CPOM	溪流	-	2月	931
CPOM	溪流	-	5月	1573
CPOM	溪流	-	5月	1648
-	FPOM	溪流	-	8月	2069
FPOM	溪流	-	8月	2221
FPOM	溪流	-	8月	2143
FPOM	溪流	-	11月	2124
FPOM	溪流	-	11月	2355
FPOM	溪流	-	11月	2003
FPOM	溪流	-	2月	773
FPOM	溪流	-	2月	729
FPOM	溪流	-	2月	741
FPOM	溪流	-	5月	1679
FPOM	溪流	-	5月	1609
FPOM	溪流	-	5月	1776
マツ目	スギ(リター)	溪流	-	8月	2385
スギ(リター)	溪流	-	8月	7315
スギ(リター)	溪流	-	8月	4195
スギ(リター)	溪流	-	11月	3254
スギ(リター)	溪流	-	11月	2711
スギ(リター)	溪流	-	11月	2991
スギ(リター)	溪流	-	2月	2009
スギ(リター)	溪流	-	2月	2956
スギ(リター)	溪流	-	2月	2547
スギ(リター)	溪流	-	5月	1097
スギ(リター)	溪流	-	5月	1344
スギ(リター)	溪流	-	5月	1259
トンボ目	オニヤンマ	溪流	肉食者	5月	12
ムカシトンボ	溪流	肉食者	5月	26
サナエトンボ科	溪流	肉食者	8月	124
サナエトンボ科	溪流	肉食者	8月	127
サナエトンボ科	溪流	肉食者	11月	435
サナエトンボ科	溪流	肉食者	2月	331
サナエトンボ科	溪流	肉食者	5月	233
ミルンヤンマ	溪流	肉食者	11月	202
ミルンヤンマ	溪流	肉食者	5月	92
カゲロウ目	フタスジモンカゲロウ	溪流	デトリタス食者	8月	337
フタスジモンカゲロウ	溪流	デトリタス食者	8月	372
フタスジモンカゲロウ	溪流	デトリタス食者	11月	750
フタスジモンカゲロウ	溪流	デトリタス食者	2月	658
フタスジモンカゲロウ	溪流	デトリタス食者	5月	850
カワガラ目	カミムラカワガラ属	溪流	肉食者	5月	39
カワガラ亜科	溪流	肉食者	11月	ND
カワガラカワガラ属	溪流	肉食者	8月	ND
ヤマトカワガラ	溪流	肉食者	5月	ND
トビケラ目	マルバネトビケラ	溪流	デトリタス食者	8月	419
ハエ目	ガガンボ属	溪流	デトリタス食者	11月	315
ガガンボ属	溪流	デトリタス食者	2月	494
サケ目	イワナ	溪流	肉食者	8月	441
イワナ	溪流	肉食者	8月	224
イワナ	溪流	肉食者	8月	276
イワナ	溪流	肉食者	8月	232
イワナ	溪流	肉食者	8月	354
イワナ	溪流	肉食者	8月	194
イワナ	溪流	肉食者	11月	543
イワナ	溪流	肉食者	11月	302
イワナ	溪流	肉食者	11月	427
イワナ	溪流	肉食者	2月	566
イワナ	溪流	肉食者	2月	618
イワナ	溪流	肉食者	2月	542
イワナ	溪流	肉食者	2月	487
イワナ	溪流	肉食者	2月	367
イワナ	溪流	肉食者	5月	313
イワナ	溪流	肉食者	5月	361
イワナ	溪流	肉食者	5月	350
イワナ	溪流	肉食者	5月	200
表(4)-3 大沢川で採取された有機物・動物類の一覧。それぞれについて目、分類群、生態系タイプ（森林・渓流）、食性、採取月、放射性セシウム（ $ ^{137} $ Cs）濃度（Bq/kg 乾燥重量）を示している。

目	分類群	生態系タイプ	食性	採取月	137Cs濃度(Bq/kg)
-	A0層下部土壤	森林	-	8月	9960
A0層下部土壤	森林	-	8月	13821
A0層下部土壤	森林	-	8月	12629
A0層下部土壤	森林	-	11月	34521
A0層下部土壤	森林	-	11月	35387
A0層下部土壤	森林	-	11月	44841
A0層下部土壤	森林	-	2月	28481
A0層下部土壤	森林	-	2月	28304
A0層下部土壤	森林	-	2月	28184
A0層下部土壤	森林	-	5月	18468
A0層下部土壤	森林	-	5月	18366
A0層下部土壤	森林	-	5月	18443
マツ目	スギ(リター)	森林	-	8月	33105
スギ(リター)	森林	-	8月	30890
スギ(リター)	森林	-	8月	35996
スギ(リター)	森林	-	11月	22684
スギ(リター)	森林	-	11月	26082
スギ(リター)	森林	-	11月	31200
スギ(リター)	森林	-	2月	21437
スギ(リター)	森林	-	2月	23577
スギ(リター)	森林	-	2月	22010
スギ(リター)	森林	-	5月	23177
スギ(リター)	森林	-	5月	24736
スギ(リター)	森林	-	5月	14669
クモ目	ハシリグモ属	森林	肉食者	5月	4663
アシナガグモ科	森林	肉食者	8月	1167
バッタ目	カマドウマ科	森林	雑食者	8月	4369
カマドウマ科	森林	雑食者	8月	4256
カマドウマ科	森林	雑食者	8月	4112
カマドウマ科	森林	雑食者	11月	1447
コウチュウ目	オサムシ科	森林	肉食者	8月	957
カエル目	アズマヒキガエル	森林	肉食者	8月	6732
アズマヒキガエル	森林	肉食者	8月	3987
ヤマアカガエル	森林	肉食者	8月	2397
ヤマアカガエル	森林	肉食者	8月	3261
ヤマアカガエル	森林	肉食者	8月	2794
ヤマアカガエル	森林	肉食者	11月	13251
ヤマアカガエル	森林	肉食者	11月	5533
ヤマアカガエル	森林	肉食者	11月	11389
ヤマアカガエル	森林	肉食者	2月	3293
ヤマアカガエル	森林	肉食者	2月	5015
ヤマアカガエル	森林	肉食者	2月	5564
ヤマアカガエル	森林	肉食者	2月	4008
ヤマアカガエル	森林	肉食者	5月	2783
タゴガエル	森林	肉食者	5月	3906
シュレーグルアオガエル	森林	肉食者	8月	3094
ネズミ目	アカネズミ属	森林	肉食者	8月	3797
-	CPOM	溪流	-	8月	8087
CPOM	溪流	-	8月	6361
CPOM	溪流	-	8月	8191
CPOM	溪流	-	11月	3739
CPOM	溪流	-	11月	3803
CPOM	溪流	-	11月	3688
CPOM	溪流	-	2月	7988
CPOM	溪流	-	2月	6884
CPOM	溪流	-	2月	5745
CPOM	溪流	-	5月	6593
CPOM	溪流	-	5月	7061
CPOM	溪流	-	5月	6218
表4−3 続き。

-	FPOM	溪流	-	8月	4931
FPOM	溪流	-	8月	4822
FPOM	溪流	-	8月	4728
FPOM	溪流	-	11月	3801
FPOM	溪流	-	11月	3836
FPOM	溪流	-	11月	3944
FPOM	溪流	-	2月	5031
FPOM	溪流	-	2月	4807
FPOM	溪流	-	2月	5368
FPOM	溪流	-	5月	8514
FPOM	溪流	-	5月	7906
FPOM	溪流	-	5月	8523
マツ目	スギ(リター)	溪流	-	8月	3959
スギ(リター)	溪流	-	8月	6250
スギ(リター)	溪流	-	8月	4360
スギ(リター)	溪流	-	11月	8496
スギ(リター)	溪流	-	11月	6956
スギ(リター)	溪流	-	11月	8313
スギ(リター)	溪流	-	2月	7790
スギ(リター)	溪流	-	2月	7516
スギ(リター)	溪流	-	2月	6538
スギ(リター)	溪流	-	5月	6285
スギ(リター)	溪流	-	5月	6228
スギ(リター)	溪流	-	5月	4569
ワラジムシ目	ミズムシ科	溪流	デトリタス食者	2月	1935
ミズムシ科	溪流	デトリタス食者	5月	1321
トンボ目	オニヤンマ	溪流	肉食者	8月	687
オニヤンマ	溪流	肉食者	11月	432
オニヤンマ	溪流	肉食者	5月	776
サナエトンボ科	溪流	肉食者	8月	1529
サナエトンボ科	溪流	肉食者	11月	404
サナエトンボ科	溪流	肉食者	11月	625
サナエトンボ科	溪流	肉食者	2月	697
サナエトンボ科	溪流	肉食者	2月	396
サナエトンボ科	溪流	肉食者	5月	1015
ニホンカワトンボ	溪流	肉食者	11月	470
カゲロウ目	フタスジモンカゲロウ	溪流	デトリタス食者	2月	2880
フタスジモンカゲロウ	溪流	デトリタス食者	5月	4304
カワグラ目	カワグラ科	溪流	肉食者	11月	230
トワダカワグラ	溪流	デトリタス食者	11月	932
トワダカワグラ	溪流	デトリタス食者	2月	571
トワダカワグラ	溪流	デトリタス食者	5月	924
コウチュウ目	マルガムシ属(成虫)	溪流	デトリタス食者	5月	61
トビケラ目	ナガレトビケラ属	溪流	肉食者	11月	853
ハエ目	ガガンポ属	溪流	デトリタス食者	11月	1574
ガガンポ属	溪流	デトリタス食者	2月	1829
サケ目	イワナ	溪流	肉食者	8月	2836
イワナ	溪流	肉食者	8月	2044
イワナ	溪流	肉食者	8月	1699
イワナ	溪流	肉食者	8月	1365
イワナ	溪流	肉食者	11月	704
イワナ	溪流	肉食者	11月	1566
イワナ	溪流	肉食者	11月	1852
イワナ	溪流	肉食者	11月	1768
イワナ	溪流	肉食者	11月	1814
イワナ	溪流	肉食者	11月	3258
イワナ	溪流	肉食者	2月	1674
イワナ	溪流	肉食者	2月	1851
イワナ	溪流	肉食者	2月	1921
イワナ	溪流	肉食者	2月	2153
イワナ	溪流	肉食者	2月	3057
イワナ	溪流	肉食者	5月	1431
イワナ	溪流	肉食者	5月	2089
イワナ	溪流	肉食者	5月	1211
イワナ	溪流	肉食者	5月	1441
イワナ	溪流	肉食者	5月	1823
イワナ	溪流	肉食者	5月	6082
イワナ	溪流	肉食者	5月	1191
イワナ	溪流	肉食者	5月	1316
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

陸域と水域における有機物と動物の放射性セシウム濃度は、渓流内におけるリターからの放射性セシウムの溶脱によって差異が生じることが分かった。この差異が、大沢川で大きくFM大谷山で小さくなる原因として、両調査地間における陸域のスギリターの放射性セシウム濃度差が挙げられる。リターから溶脱する放射性セシウムの溶脱効率は、水に浸った直後で最も高く、次第に低下することが明らかとなった。このことは、リターと水との放射性セシウム濃度の相対的な差が大きいほど、溶脱効率が高く、差が小さいほど溶脱が起こりにくくなる平衡状態に近づくことを示している。このように、これまでに不明瞭であった、地域毎や生物種毎の放射性セシウム蓄積量は、有機物のCs-137濃度や渓流での溶脱などと関連していることが示唆できた。

イワナの放射性物質蓄積量では、環境の汚染度とともに、餌資源の汚染度が重要であることがわかった。とくに、福島と群馬の比較では、福島県大沢川流域のイワナ個体群は、夏期に汚染度の高い餌資源を摂取しているが、群馬県FM大谷山のイワナ個体群は、年間を通してある程度一定の汚染度の餌資源を摂取していることが考えられた。放射性セシウムの排出に関わる固有代謝率は、両調查地のイワナ個体群において冬期で最小、夏期で最大となっている。したがって、福島県の大沢川においては、放射性セシウムの排出と取り込みの両方が夏期に最大となっている。このような排出と取り込みの相殺効果が、大沢川のイワナの放射性セシウム濃度の季節変化を消去したものと思われた。また、胃内容物重量とイワナの放射性セシウム濃度が正の相関を示したことから、より多くの餌を採餌していた個体に放射性セシウムが多く蓄積していることが考えられた。すなわち、陸域・水域から供給される餌資源の差がどの程度異なるのかを把握することが、汚染地域のイワナなどの渓流魚がどのようなメカニズムで体内に放射性セシウムを蓄積しているのかを理解する手掛かりであると示された。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

イワナなどは特に夏期において森林の陸域生態系に餌資源を依存し、それらの汚染度が高いことが解ってきた。また、汚染度は、イワナの体サイズによって異なることが示され、イワナの代謝によって異なることが示唆された。内水面漁業の重要な資源であるイワナやヤマメなどのマス類の汚染度については、環境省の調査でも他の魚種と比較して汚染度が高くなる傾向が示されている。今回の研究から、森林—渓流生態系のアンブレラ種にあたるイワナの放射性セシウム濃度が、体サイズや温度に関連してどのように変動するのかが追跡が可能となり、これに生息地情報を統合してデータ分析を行うことで、自然環境下におけるイワナの放射性セシウム蓄積メカニズムついて具体的な知見を提示することが可能となる。今後のさらなる研究では、より長期的な汚染度を評価し、内水面漁業の対象種である、マス類の長期的な変動を予測し、今後の地域産業の復興に関するデータを提示していくことが可能になると考えられる。
## 6 ．国際共同研究等の状況

本研究で実施した、2014年2月に開催した国際シンポジウム及び国際学会などで共同研究体制を整備することができた。とくに2014年6月に開催された米国オレゴン州での学会、2014年10月にはコロラド州立大学を訪問した際に研究打ち合わせを行うことができた。本研究成果を元にした生態系モデルの構築では、放射線生態学の世界最先端である米国ロスアラモス国立研究所のJeffery Whicker博士やコロラド州立大学のThe Department of Environmental and Radiological Health Sciences（ERHS）のElizabeth Ruedig博士などの協力を得ながら協同で行う。また、コロラド州立大学の大学院生については、本研究成果を用いた修士論文にも取り組んでおり、日本と米国双方から研究指導も行っている。また、スウェーデンのストックホルム大学のKarolina Stark博士とともに、両生類の放射性セシウム蓄積量に関する研究を共同で実施する計画である。環境中における放射性物質の移動に関する研究では、学際的視野での研究を推進できる若手研究者や技術者の育成が急務であり、これらの国際ネットワークを基にし、若手研究者や学部生や大学院生を育成できる環境を整えることができた。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

特に記載すべき事項はない。

## <査読付論文に準ずる成果発表>

特に記載すべき事項はない。

## くその他誌上発表（査読なし）>

1) 岡田健吾：東京農工大学農学府国際環境農学専攻修士論文（2014）

「山地渓流におけるイワナの摂食-代謝を通した放射性セシウム濃度の季節的変動」

2) 天野浩美：東京農工大学農学部地域生態システム学科卒業論文（2014）

「福島県下で採取したアズマヒキガエル（Bufo japonicus formosus）の発生・成長と体内放射性セシウム濃度の変化」

## （2） 口頭発表（学会等）

1) 岡田健吾、岩本愛夢、境優、五味高志：第60回日本生態学会大会（2013）

「イワナ及びそのエサ資源への放射性セシウム蓄積：福島県大沢川と群馬県大谷山流域における事例」

2) 境優、五味高志、若原妙子、恩田裕一：第60回日本生態学会大会（2013）

「表土剥ぎ取りによる除染作業が水田土壌及びトウキョウダルマガエル幼生の放射能汚染に与える影響」

3) K. Okada, A. Iwamoto, M. Sakai, J. N. Negishi, M. Nunokawa and T. Gomi: International symposium "Radionuclide dynamics and biological transfers in watershed ecosystems: Toward watershed management in the post nuclear accident period" Tokyo, Japan (2014)
“Feeding-metabolic analysis on seasonal changes of radiocesium concentrations in char (Salvelinus leucomaenis) in headwater streams”

## 4 ) 天野浩美、境 優、五味高志：第61回日本生態学会大会（2014）

「低線量被曝がアズマヒキガエルの発生・成長過程に及ぼす影響と放射性セシウムの生物学的半減期の推定。」

5) 岡田健吾、岩本愛夢、境優、根岸淳二郎、布川雅典、五味高志：第61回日本生態学会大会（2014）

「山地渓流におけるイワナの摂食・代謝を通した放射性セシウム濃度の季節的変動」

## 6 ) 境優：第61回日本生態学会大会（2014）

「森林—渓流生態系における放射性セシウムの分布と放射能汚染管理の展望」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない。

## （４）「国民との科学・技術対話」の実施

1) 地域での研究成果の講演

東京農工大による福島農業復興支援プロジェクトの1年目の活動報告発表・交流会（2013年7月27日、二本松市東和文化センター、観客60名）

2) 学会での一般公開での研究成果の講演

応用生態工学会第17回大会　自由集会「放射性物質動態と流域生態系」（2013年9月19日、大阪府立大学I-siteなんば、観客70名）

3) 一般市民を対象とした企画展示

東京農工大学科学技術展2013「農工大が誇る最先端サイエンス」（2013年11月8～10日、東京農工大学府中キャンパス、観客200名）

## 4 ) 大学での一般公開での研究成果の講演

国際シンポジウム：流域生態系における放射性物質動態と生物への移行～震災後の流域管理に向けて～(英タイトル:Radionuclide dynamics and biological transfers in watershed ecosystems: Toward watershed management in the post nuclear accident period)（2014年2月28日、東京農工大学府中キャンパス、観客100名）

## 5 ) 学会での一般公開での研究成果の講演

第61回日本生態学会大会　自由集会「東日本大震災の生態系影響評価と復興の展望：東北3県の取り組み」（2014年3月14日、広島国際会議場、観客50名）

6) 一般市民を対象とした博物館での研究成果の展示

東京農工大学科学博物館における放射性セシウム関連研究の企画展の実施（2014年8月5日～9月15日）

## 7 ) 一般市民を対象としたシンポジウムの講演・説明

日本土壌肥料学会2014年度東京大会　市民公開シンポジウム「福島県二本松市NPO法人「ゆうきの里東和ふるさとづくり協議会」の放射性Cs汚染からの農業復興に関しての取り組みと農工大の支援活動報告」（2014年9月11日、東京農工大学小金井キャンパス、観客100名）
8) 学会での一般公開での研究成果の講演

応用生態工学会第18回大会　自由集会「震災復興に応用生態工学はどのように貢献できるのか2：復興の現状と課題」（2014年9月19日、首都大学東京、観客30名）

9) 一般市民を対象とした企画展示

東京農工大学科学技術展2014「未来をひらく農工大の科学技術」（2014年11月7～9日、東京農工大学府中キャンパス、観客200名）

10) インターネットでの研究成果公開

下記のサイトにおいて、研究成果を継続的に公開している。

http://www.tuat.ac.jp/~gomit/fukushima/index2.html

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない。

(6) その他

### 8 \. 引用文献

1) 阿部俊夫・布川雅典 (2005). 春期の渓流における安定同位体を用いた食物網解析. 日本森林学会誌, 87(1), 13-19.

2) Barnham C, Baxter A (1998) Condition factor, K for salmonid fishes. Fisheries Notes, ISSN 1440-2254.

3) Baxter CV, Fausch KD, Saunders WC (2005) Tangled web: reciprocal flows of invertebrate prey link streams and riparian zones. Freshwater Biology 50: 201-220.

4) Beresford NA, Mayes RW, Cooke AI, Barnett CL, Howard BJ, Lamb CS, Naylor GPL (2000) The importance of source-dependent bioavailability in determining the transfer of digested radionuclides to ruminant-derived food products. Environmental Science and Technology 34: 4455-4462.

5) Brown JH, Gillooly JF, Allen AP, Savage VM, West GB (2004) Toward a metabolic theory of ecology. Ecology 85: 1771-1789.

6) Davis JJ, Foster RF (1958) Bioaccumulation of radioisotopes through aquatic food chains. Ecology 39: 530-535.

7) Murakami M, Ohte N, Suzuki T, Ishii N, Igarashi Y, Tanoi K (2014) Biological proliferation of cesium-137 through the detrital food chain in a forest ecosystem in Japan. Scientific Reports 4:3599.

8) Nakano S, Murakami M (2001) Reciprocal subsidies: dynamic interdependence between terrestrial and aquatic food webs. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America 98: 166-170.

9) Rowan DJ, Rasmussen JB (1994) Bioaccumulation of radiocesium by fish: the influence of physicochemical factors and trophic structure. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 51: 2388-2410.

10) Rowan DJ, Chant LA, Rasmussen JB (1998) The fate of radiocesium in freshwater communities—why is biomagnifications variable both within and between species? Journal of Environmental
Radioactivity 40: 15-36.

11) Sakai M, Gomi T, Nunokawa M, Wakahara T, Onda Y (2014) Soil removal as a decontamination practice and radiocesium accumulation in tadpoles in rice paddies at Fukushima. Environmental Pollution 187: 112-115.

12) Teramage MT, Onda Y, Kato H, Gomi T (2014) The role of litterfall in transferring Fukushima-derived radiocesium to a coniferous forest floor. Science of the Total Environment 490:435-439.

13) Ueda S, Hasegawa H, Kakiuchi H, Akata N, Ohtsuka Y (2013) Fluvial discharges of radiocaesium from watersheds contaminated by the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant accident, Japan. Journal of Environmental Radioactivity 118: 96-104.

14) Yoshimura M, Akama A (2014) Radioactive contamination of aquatic insects in a stream impacted by the Fukushima nuclear power plant accident. Hydrobiologia 722: 19-30.
## （５）生態系構造の解明と生物濃縮の評価

国立大学法人北海道大学

大学院地球環境科学研究院 准教授 根岸淳二郎

<研究協力者>

東京農工大学 特任助教 境優

東京農工大学 国際環境農学専攻 岩本愛夢（平成25年4月～平成27年3月）

平成24(開始年度)～26年度累計予算額：9,994千円

（うち、平成26年度予算額：2,243千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

有機物、生物サンプルの炭素・窒素安定同位体比をそれぞれの調査日ごとにδ13C・δ15Nグラフ上にプロットした。森林域・渓流域のほとんどの動物の食物網構造は、スギリターを起点としたものが主要であった。福島の大沢川流域の全調査日で得られたスギリター、土壌有機物、CPOM、FPOM、デトリタス食者、肉食者の炭素・窒素安定同位体比では、森林渓流の食物網において腐食連鎖で繋がっていると思われるデトリタス食者と肉食者の炭素・窒素安定同位体比は、スギリターから由来するエネルギー流に強く依存していることが考えられた。安定同位体比と動物の放射性セシウム濃度は、栄養段階が増加するにしたがって低下していた。以上から、森林・渓流生態系では放射性セシウムの生物濃縮が生じていないと考えられた。これらの傾向を、飯舘村から二本松までの降下量の異なる地域で比較したところ、すべてのサイトにおいて、リターの炭素値に対して、消費者の値が右上がりに並ぶ共通の傾向が示された。このことから、リターをエネルギー基盤とした腐食系食物網がすべてのサイトで共通していた。しかし、落葉などの有機物のCs-137濃度は降下量が高い地域では、高くなる傾向が見られるものの、生物のCs-137蓄積量には大きな違いが見られなかった。すなわち、地域毎の降下量などを指標とする汚染度の指標は、水生生物の汚染度とは一致しないことがわかった。今後のモニタリングの継続によって、各栄養段階の動物の放射性セシウム濃度を注意深く観測していく必要がある。

## [キーワード]

食物網、生物間移行、捕食-被食関係、安定同位体比解析、広域調査

### 1. はじめに

福島第一原子力発電所の事故によって環境中に多量の放射性物質が放出され、福島県をはじめとする北関東地域などの関東辺縁の地域で高い放射能汚染が発生した。特に、これらの地域の70％以上は森林地域であり、森林から農地へ移行する中山間地域に汚染度の高い土地が多く存在することが明らかとなった。森林へ降下した放射性物質は、落葉層や土壌層に蓄積されるとともに、森林の物質循環系の中で、さまざまな生物にも取り込まれていくことが予想される（Rowan et al., 1994 $ ^{16} $ ）；Murakami et al., 2014 $ ^{10} $ ）。
森林流域における渓流では、その一次生産の多くを落葉に依存しており、陸域と水域が密接に関わることによって森林-渓流生態系が成り立っている（Nakano and Murakami, 2001 $ ^{11} $ ）。森林斜面から供給される汚染された土壌や落葉は、水系を通して下流域へ移動するとともに、その移動中に起こる食物連鎖との相互作用によって、生物相にも影響を及ぼすことが予想される（Davis et al., 1958 $ ^{2} $ ）；Rowan and Rasmussen, 1994 $ ^{4} $ ）；Sakai et al., 2014 $ ^{18} $ ）。すなわち、森林と渓流の物質移動システムを中心として、原発事故によって降下した放射性物質は環境中を移動し（Teramage et al., 2014 $ ^{20} $ ）、生物種の体内に取り込まれることが予想される（Davis et al., 1958 $ ^{2} $ ）。

これらの流域を中心とした、中山間地域では、水資源管理、森林管理、内水面漁業管理などが営まれており、重要な地域産業基盤を構成している。そのため、放射性物質移動を解明することは、森林-渓流生態系保全だけでなく、森林管理や内水面漁業の管理を行う上では重要な情報となる。さらに、森林流域は、下流域の水田や農地などの農業地帯へ水系ネットワークを通してつながっていることから、森林の流域生態系における放射性物質動態の把握は、流域管理の視点でも重要である。

## 2 ．研究開発目的

本業務では、上流域水系ネットワークにおける森林—渓流生態系内の放射性物質移動を、水文プロセス、土壌や有機物の動態、生態系食物網内のエネルギーフローに注目して解明することを目的としている。5つのサブテーマを設定し、森林水文学、河川地形学、森林生態学、河川生態学、生物地球化学、土壌学などを専門とする専門家を配置することで、上記の放射性物質移動の解明を試みる。放射性物質は落葉や土壌などとともに移動し、またその移動態も粒子への吸着からイオン体まで多様である。これらの放射性物質が、陸域や水域生態系を移動しつつ、生物種への取り込みや濃縮が発生していると予想される。

今後の生態系保全や対策に必要となる生物相への影響を評価するとともに、将来予測に必要となる森林流域放射性物質移動モデルや、生物濃縮評価モデルの開発のためのパラメータを提供出来る、生態系での放射性セシウム動態を評価する必要がある。とくに従来は、水もしくは土壌を基準とした移行としての評価されており、生態系での食物網を考慮した解析は行われてこなかった。そこで、生物体内における放射性物質の蓄積量を分析するとともに、安定同位体分析プロセスを確立し、生物種における窒素及び炭素の安定同位体分析を行う必要がある。これらは、林業・内水面漁業、さらには下流域の農業活動をはじめとした地域産業の復興ならびに放射性物質による森林流域生態系及び森林水系網の汚染を除去する環境修復技術の早期確立に寄与する見込みである。
### 3. 研究開発方法

## （１）食物網構造と放射性セシウムの移行

調査地は福島県二本松市大沢川流域と群馬県みどり市FM大谷山流域であり、放射性セシウムと炭素・窒素安定同位体比分析のためのサンプル採取方法及び調査日は、サブテーマ④と同様である。リターを起点とした森林・渓流生態系食物網に属すると思われる有機物・動物サンプル（リター、土壤有機物、渓流内の粒状有機物、デトリタス食者、肉食者）を用いて分析を行った。食物網構造の把握には、炭素・窒素安定同位体比（δ¹³C、δ¹⁵N）を用い、各サンプルの放射性セシウム濃度との関連を考察した。炭素・窒素安定同位体比は、栄養段階が上がるにつれて一定の割合で増加することが知られており（Vander Zanden and Rasmussen 2001²⁴）；Post 2002¹³）；McCutchan et al. 2003⁹）、これによって食物網構造を推定することが可能である（図(5)-1）。例えば、ある一つの餌資源を専食する動物がいた場合、δ¹³C・δ¹⁵Nプロット上において餌資源の右上に、その動物の炭素・窒素安定同位体比がプロットされる（図(5)-1）。また、複数種類の餌資源を利用する動物の炭素・窒素安定同位体比は、餌資源の中間の値を示す。このことから、δ¹³Cは餌資源内容、δ¹⁵Nは栄養段階を推定する指標値として有用である。以上の特性を用いて、調査地における食物網構造が実際にリターを起点とした構造を示すかどうかを検証した。

放射性セシウム濃度の測定には少なくとも1g以上程度の十分な量のサンプルが必要であるのに対して、炭素・窒素安定同位体比分析では、1-3mg程度の量のサンプルで分析が可能である。したがって、現地で得られたサンプルには、（1）体サイズが大きく、個体ごとの放射性セシウム濃度と炭素・窒素安定同位体比が分析可能なもの、（2）体サイズは小さいが個体数が多く、少なくとも1つ以上の放射性セシウム濃度分析用のサンプルと、3回以上の繰り返し炭素・窒素安定同位体比分析用のサンプルが作成可能なもの、（3）体サイズが小さく、個体数も少ないために放射性セシウム濃度分析は不可能であるが炭素・窒素安定同位体比分析サンプルは作成可能なもとした。リター、土壌有機物、渓流内の粒状有機物（CPOM、FPOM）のように放射性セシウム濃度分析に十分な量を得るのが容易なサンプルについては、放射性セシウム濃度、炭素・窒素安定同位体比いずれも3繰り返しのサンプルを設けた。

すべてのサンプルの炭素・窒素安定同位体比（δ^{13}C・δ^{15}N）は、元素分析/同位体比質量分析計（Finnigan MAT社製、MAT252）を用いて分析された。δ^{13}C・δ^{15}N値は、それぞれ標準試料（炭素：

PBD炭酸塩、N：空気中の窒素）に対する

13C/12Cと15N/14Nの相対的違いを千分率で示したものである。サンプル分析中は10測定に1回の頻度でδ値が既知である標準試料（チロシン、プロリン）の測定を行い、サンプル分析結果が妥当な値を示していることを確認しながらすべてのサンプル分析を実施した。放射性セシウム濃度の分析については、サブテーマ④と同様の手法で行った。

有機物及び動物の放射性セシウム濃度（n=128）に、生態系の種類（森林生態系、

図(5)-1 炭素・窒素安定同位体比で示す食物網構造
渓流生態系）、栄養段階（\delta^{15}\mathrm{N} 值）、季節がどのような影響を及ぼしているかを検証するために一般化線形モデル（GLM）を構築した。GLM中の\delta^{15}\mathrm{N} 值は、それぞれの有機物や動物分類群について3～6回繰り返しで得た\delta^{15}\mathrm{N} 值の平均値を用いた。応答変数は正規分布に従うと仮定し、リンク関数はidentityとした。モデル構築に用いたリターの放射性セシウム濃度は、予め等分散性を満たすために対数変換した。以上の統計解析は、R3.0.2（R Development Core Team，2013 $ ^{14} $ ）を用いて実行された。

## （２）広域調査による評価

福島県二本松市大沢川で得られた研究結果の一般性を確認するために、飯舘村で放射性セシウム降下量の異なる4カ所の森林流域を対象とした広域観測を2014年8月に行った。各流域において、林床と河床のスギリターの採取、代表生物としてモンカゲロウとイワナ（もしくはヤマメ）を採取した。これらのサンプルについては、安定同位体比分析及び放射性核種分析を行った。

図(5)-2 FM大谷山、大沢川流域における有機物・生物サンプルの炭素・窒素安定同位体比。橙色は陸域、青色は水域のサンプルであることを示す。

## 4 ．結果及び考察

## （１）炭素・窒素安定同位体比分析による食物網構造の把握

FM 大谷山、大沢川流域で得られた有機物、生物サンプルの炭素・窒素安定同位体比をそれぞれの調査日ごとに $ \delta^{13}C \cdot \delta^{15}N $ グラフ上にプロットした（図(5)-2）。渓流内においては一部の底生動物が付着藻類を利用していることが分かるが、森林域・渓流域のほとんどの動物は、スギリターの右上方向にプロットされていた。このことから、両調査地において森林・渓流生態系食物網構造は、スギリターを起点としたものが主要であることが特定できた。一般に、河川上流部森林流域の渓流においては、被陰によって日射量が制限され付着藻類の生産性が低く、森林からの供給されるリターが渓流生態系食物網の基盤となる（Vannote et al. 1980 $ ^{25} $ ）。このことから、本調査地は、典型的な河川上流部の森林流域河川に該当することが考えられた。特に、スギ人工林においては、スギリターが難分解性であるために長期的に河床にリターが堆積し、年間を通じてリターが底生動物にとって利用可能な餌資源になると報告されている（Sakai et al. 2013） $ ^{18} $ 。
図(5)-3 大沢川におけるリター、土壌有機物、粒状有機物、デトリタス食者、肉食者の炭素・窒素安定同位体比。(a)は、森林・渓流生態系における各有機物、動物の炭素・窒素安定同位体比を示し、(b)はスギリター、粒状有機物（土壌有機物を含む）、デトリタス食者、肉食者の炭素・窒素安定同位体比を示す。

したがって、福島原発事故によって放射性セシウムが蓄積したスギリターから食物網を通して放射性セシウムの拡散が生じている可能性が示唆された。

次に、大沢川流域の全調査日で得られたスギリター、土壌有機物、CPOM、FPOM、デトリタス食者、肉食者の炭素・窒素安定同位体比では、森林渓流の食物網において腐食連鎖で繋がっていると思われるデトリタス食者と肉食者の炭素・窒素安定同位体比は、スギリターから由来するエネルギー流に強く依存していることが考えられた（図(5)-3；表(5)-2）。また、土壌有機物やCPOM、FPOMについても、これらの有機物はスギリターを主要な原料とした混合物であることも明らかとなった（図(5)-3）。森林域のうち、スギ人工林は主要な面積を占める林相であることから、本結果が示した食物網の強いスギリターへの依存性は、汚染森林地域に広く見られる可能性があると考えられた。

## （２）食物網構造と放射性セシウム濃度との関係

スギリターの Cs-137 濃度に注目すると、乾燥重量当たりで森林からは 14700-36000Bq/kg、渓流からは 4000-8500Bq/kg となっていた）。このような森林と渓流におけるスギリターの放射性セシウム濃度の差異は、渓流内におけるリターからの放射性セシウムの溶脱に関連すると考えられた。これらの結果は、森林域と渓流域における食物網の基盤となる餌資源の放射性セシウム濃度がリターの溶脱プロセスによって大きく異なることを示している。

リターから放射性セシウムが溶脱した直後では、放射性セシウムは溶存態（Cs⁺）で渓流中に存在すると考えられる。溶存態の放射性セシウムは、他の存在形態の放射性セシウムよりも生物体内に蓄積しやすく、生物汚染を考える上では最も危険な存在形態である（農林水産省ほか 2014）。しかしながら、溶存態の放射性セシウムは一般的に環境中で不安定であり（Fawaris and Johanson 1995）⁴）、河川では溶存態の放射性セシウムはごく微量で（Ueda et al. 2013）²²）、特に雲母鉱物
に選択的に強固に吸着することが知られている（Francis and Brinkley 1976） $ ^{5)} $ 。福島県はほぼ全域が花崗岩地質であり（Ugai et al. 2013） $ ^{23)} $ 、この地質からは豊富な雲母鉱物が産出されていると考えられる。したがって、リターから溶脱した放射性セシウムは、溶存態として環境中に留まるよりはむしろ、雲母鉱物などの粘土鉱物に吸着されている可能性が高い。さらに、渓流では常に水流が生じているために、洪水などによって頻繁に放射性セシウムを吸着した粘土鉱物が流下し、河床に蓄積する放射性セシウム量を低く保っているかもしれない。粘土鉱物は直接的に生物が利用できる資源ではないことを考えると（Rosén et al. 2006） $ ^{15)} $ 、リターから溶脱し、粘土鉱物へと吸着した放射性セシウムは、食物網を介した生物への蓄積にはさほど関与しないことが予想される。以上のことから、リターからの放射性セシウムの溶脱及び河床の粘土鉱物への吸着は、水域食物網を通した放射性セシウムの移行を評価する上で重要なプロセスであることが考えられる。

森林と渓流の動物の Cs-137 濃度に注目すると、乾燥重量当たりで森林では 960-13000Bq/kg、渓流では 60-3300Bq/kg であった。これにより、デトリタス食者と肉食者の放射性セシウム濃度は、年間を通して森林と渓流におけるスギリターの放射性セシウム濃度の違いを反映していることが明らかとなった（図(5)-4）。これらの結果は、渓流におけるリターからの放射性セシウムの溶脱と、その後に起こり得る粘土鉱物への吸着によって、生態系の汚染レベルが森林と渓流で異なることを示している。福島原発事故による放射性セシウム汚染に関する先行研究では、マクロな視点から動物と環境の汚染度が正の相関を示すことが明らかとなっている（Kuroda et al. 2013; Hasegawa et al. 2013; Ayabe et al. 2014）。しかし本研究が示したように、森林と渓流といった隣接した生態系間でも溶脱プロセスなどの介入によって汚染度に差異が生じることも自然環境下で起こっている。したがって、生態系内や生態系間における放射性セシウムの動態を予測したり、汚染管理手法を開発したりするためには、森林と渓流の間に生じる放射性セシウム汚染の差

$ \delta^{15}N $ (\%)

図(5)-4 大沢川におけるリター、土壌有機物、粒状有機物、デトリタス食者、肉食者の窒素安定同位体比と放射性セシウム（ $ ^{137} $ Cs）濃度（Bq/kg 乾燥重量）の関係。（a）は、森林・渓流生態系における各有機物、動物の窒素安定同位体比と放射性セシウム濃度の関係を示し、（b）はスギリター、粒状有機物（土壌有機物を含む）、デトリタス食者、肉食者の窒素安定同位体比と放射性セシウム濃度の関係を示す。
異を考慮に入れることが高い再現性や有効性を導くことに繋がると考えられる。

また、本研究では森林と渓流の動物の放射性セシウム濃度は、栄養段階が増加するにしたがって低下することも明らかになった（表(5)-1、図(5)-4）。生物濃縮について食物連鎖を介して栄養段階の低次の生物から高次の生物へ放射性セシウムが濃縮されていく現象と定義すると、震災後3年を経た時点では生物濃縮を支持する傾向は確認できなかった。このような栄養段階の増加に伴う動物の放射性セシウム濃度の減少は、他の森林流域における研究事例からも報告されている（Murakami et al. 2014） $ ^{10} $ 。この先行研究によると、森林・渓流生態系における腐食連鎖に、放射性セシウム濃度が低い生食連鎖が介入することで、食物網内における放射性セシウムの希釈が生じ、栄養段階が高くなるにしたがって動物の放射性セシウム濃度が低下することが考察されている。しかしながら、本研究では、炭素・窒素安定同位体比のデータや動物の食性情報に基づいて、腐食連鎖によって形成される食物網内の放射性セシウムの移行を評価しており、生食連鎖の介入はほとんど含まれていないにもかかわらず、Murakami et al.（2014） $ ^{10} $ と類似した食物網における放射性セシウムの希釈が生じていた（図(5)-4；表(5)-2）。このことは、食物網内における希釈プロセスには、生食連鎖の介入とは別の要因が含まれていることを示唆している。

ただし、時間とともに高次の生物への蓄積が卓越する可能性があるので、今後も生物濃縮の有無に注意しながらモニタリングしていく必要があると考えられた。チェルノブイリ原発事故後、放射性セシウムの汚染に見舞われたスウェーデンの湖では、長期的に魚類の放射性セシウム濃度がモニタリングされていた。これらの結果から、Sundbom et al. (2003) $ ^{19} $ は、栄養段階の高い魚類ほど、汚染後の放射性セシウム濃度のピークが遅れることを報告している。このような、栄養段階に関連した放射性セシウム濃度のピークの遅れは、メタ分析の結果からも確認されている（Doi et al. 2012） $ ^{3} $ 。これらの放射性セシウムの動態が本研究でも生じているとすると、栄養段階が高いほど放射性セシウム濃度が低い傾向は、汚染初期の段階、すなわち栄養段階2を超える動物の放射性セシウム濃度がピークに達していない状態にあることを示している。Sundbom et al. (2003) $ ^{19} $ では、湖の魚類の放射性セシウム濃度のピークは、チェルノブイリ原発事故後0.2～2.5年に見られたことを考えると、福島原発事故後1.5～2.5年経過したときにサンプリングを行った本研究がまだ汚染初期段階に該当するのは遅すぎる可能性もある。しかし、スギ人工林における森林渓流域では、原発事故直後に高濃度に汚染された枝葉（栄養段階0）が未だに樹冠から供給されているために、動物の放射性セシウム濃度のピークを遅らせているのかもしれない。この点に関しては、今後のモニタリングの継続によって、各栄養段階の動物の放射性セシウム濃度のピークを捕らえるとともに、生物濃縮が生じるのかどうかを検討する必要がある。

食物網内における放射性セシウムの举動は研究事例によって様々であり、生物濃縮と希釈の両

表(5)-1 一般化線形モデルを用いた生態系の種類（森林・渓流）、栄養段階（δ¹⁵N）、季節の違いが有機物と動物の放射性セシウム濃度に与える影響評価の結果。太字は、統計的に有意であることを示す。

Estimate	t value	P
Ecosystem type	-1.05	-6.82	<0.0001
Trophic position	-0.22	-9.12	<0.0001
Season	0.06	0.96	0.34
方が報告されている（例えば、Davis and Foster 1958²）；Rowan and Rasmussen 1994¹⁶）；Murakami et al. 2014¹⁰）。特に、水域食物網における放射性セシウムの挙動については、水中のカリウムイオンや浮遊土砂などの環境特性と関連があることが指摘されている（Rowan and Rasmussen 1994）。これらの要因に加えて、本研究で示された食物網内における放射性セシウムの希釈は、他の要因の存在を示しているのかもしれない。これまでの研究事例を、「生物濃縮」と「生物希釈」の二つのカテゴリに分けると、生物濃縮を示す研究の多くは、河川下流、湖沼、海洋から報告されており（Rowan and Rasmussen 1994¹⁶）；Topcuoğlu 2001²¹）；Heldal et al. 2003⁷）；生物希釈を示す研究は、本研究やMurakami et al.（2014）のように山地渓流から報告されている。これらの水域環境に成り立つ生態系の大きな特徴の一つとして、前者は「閉鎖系」、後者は「開放系」という分類が可能である。開放系の生態系では、系外からの物質移入（例えば、他生性有機物や栄養補償）が卓越し、生態系食物網内の放射性セシウムの移行よりも強く生態系内の放射性セシウム動態に影響を及ぼしているのかもしれない。一方で、閉鎖系の生態系では、食物網を介した放射性セシウムに移行によって動物への放射性セシウムの蓄積が良く説明できるのかもしれない。このことを考えると、純粋に生態系内の食物網のみで移行する放射性セシウムは生物濃縮を示し、開放系生態系のように系外からも系内の放射性セシウム動態に強く影響を及ぼすフローが存在する場合、必ずしも生物濃縮を示さない可能性が示唆される。したがって、食物網において放射性セシウムが生物濃縮や希釈を示すかどうかの閾を決定する要因として、生態系の開放度が重要であることが考えられる。今後は、生態系の開放度も含めた食物網における放射性セシウム動態を理解することが、生態系内あるいは生態系間における放射性セシウム汚染を評価する上で重要である。

本研究では、森林・渓流生態系という近接した生態系においてそれぞれ異なった程度の放射性セシウム汚染が生じていることを明らかにした。その原因として、リターが渓流内に落下するこ

図(5)-5 各調査地で得られたリター及び動物の

炭素·窒素安定同位体比。

とによる放射性セシウムの溶脱が食物網の基盤となる餌資源の汚染を顕著に軽減していることが考えられた。このような餌資源の汚染度と関連した生物や食物網の汚染は、既に先行する研究から示されてきたが（Kuroda et al. 2013 $ ^{8} $ ）；Hasegawa et al. 2013 $ ^{6} $ ）；Ayabe et al. 2014 $ ^{1)} $ ）、こ
れらの研究は、異なる汚染度をもつ同質の生態系内の議論に限定されていた。生態系間を跨いで移動する放射性セシウムの動態を理解することは、放射能汚染が景観レベルで生じるプロセスに及ぼす影響を理解するために非常に重要な要素である。放射性セシウムの降下による生態系汚染がどのように生じるのかについて頑強な予測を立てるためには、本研究が示したような生態系間を越えて移動する放射性セシウムの具体的な動態が不可欠である。本成果は、生態系間を越えた放射性セシウムの移動は、食物網を介した動物の放射性セシウム汚染に影響を及ぼし得ることを指し示していると考えられる。今後は、本研究が示した放射性セシウムの動態をもとに、どのような汚染管理が森林域において成り立つのかについて探索する研究が求められるであろう。

## （３）広域スケールにおける空間線量と河川食物網内セシウム濃度の関係

各サイトに対して得られた窒素・炭素同位体比プロットから、すべてのサイトにおいて、リターの炭素値に対して、消費者の値が右上がりに並ぶ共通の傾向示された（図(5)-5）。炭素・窒素同位体比プロットにおける右上がりの傾向は、被食・捕食の食物連鎖が存在する場合の理論値とよく合致する。ヒラタカゲロウ類などの藻類食者に属する分類群の値（この値は、リターの炭素値に比べて極端に小さな値を示した）が見られたサイトも複数存在したが、上位捕食者（サケ科魚類）の値は、それら藻類食者を基点とする右上がりの傾向は示さなかった。このことから、リターをエネルギー基盤とした腐食系食物網がすべてのサイトで共通して卓越することが理論的に支持された。

同所的に採取された被食・捕食関係のある生物を対象にした場合、体内組織におけるセシウム濃度が栄養段階の上昇に伴い上昇すれば生物濃縮の存在が示唆される。ここでは、リターを食物網のベースとした窒素安定同位体比の上昇度合いを各サイトの食物網での栄養段階の指標（以後、標準化栄養段階）として算出した。標準化栄養段階によると、すべてのサイトの食物網において、サケ科魚類の下位にモンカゲロウ科が位置し、その値はそれら二分類群間で明瞭に異なった（図(5)-6）。各分類群に関して、標準化栄養段階が大きな変異を有している場合、当該分類群の下位に存在す食物網構造に変異（例えば、総種数などの違い）が存在している可能性が考えられる。

・サイト間でのベース資源の窒素同位体比差を補正

• 標準化值：Δ（測定值－栄養段階ゼロ值）%→生物濃縮検証

図(5)-6 食物連鎖長と栄養段階