Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
データに比べて半減していた。ベントスの放射性セシウム濃度が検出限界以下であったのに対して、ほとんどの魚種で20-40 Bq/kgという濃度を示していた。

耳石Sr:Caについては、低塩分条件において生息した淡水域での履歴を示すSr:Caの低い値は検出されなかった。ほとんどの個体は、耳石中央から縁辺にかけて、Sr:Ca(*1000)が3-7値で顕著な増減が認められなかった。一方、値の大きな上昇が見られたのは、クロダイ、マコガレイ、ボラ、ヒラメ、アイナメ、シログチであった。特にアイナメのSr:Caは、顕著に高いという特徴があった。

クロウシノシタを除いて、全ての耳石が縁辺に向けて徐々にもしくは段階的に増加していた。縁辺に近い部分で、中央部近傍および縁辺部で、Sr:Ca(*1000)が8-12に急増している耳石も散見された。ストロンチウムの蓄積時期を推定するために、年輪との対応解析を行った。マコガレイの2個体は、2010-2012年、2011年と2012年、クロダイの2個体は、1990-2012年、2010-2012年、シログチ1個体は2008年に蓄積されたと推定された。このSr:Caの増加は、成熟に伴う増加および産卵期に増加するという生活年周期に伴う変化であると考えられた。すなわち、Sr:Caの増加が放射性物質の拡散・移行と連動しているような結果は得られなかった。

## 3 ）安定同位体比分析

濾過食者を除くと原釜では炭素安定同位体比は-26‰から-16‰、窒素安定同位体比は7‰から13‰、新地はそれぞれ-33‰から-14‰および4‰から13‰であった。消費者の安定同位体比は食物となる生産者の安定同位体比に左右され、δ¹³Cでは0～1‰、δ¹⁵Nでは2.3～4.5‰上昇することから、CNマップは基本的に海藻、植食性、肉食性の栄養段階を反映していた。また、安定同位体比とセシウム濃度に対応関係はみとめられなかった。すなわち各生物種のセシウム濃度は食物連鎖を反映していないことが明らかになった。

採集された魚類および底生生物の炭素安定同位体比は、ほぼ-17～-14‰の範囲にあり、底生微細藻類起源の食物連鎖系上にあると推定された。陸由来有機物は-30～-23‰であることから、陸域からの物質を特に取り込んだような生物は確認されなかった。窒素安定同位体比は、底生生物は8～12‰に対し、魚類は11～14‰であり、若干高い値が示された。

魚種間の差異は小さく、比較的セシウム濃度の高かったスズキやヒラメについては炭素安定同位体比が低い傾向があったものの、食物生物との明らかな関係性は示されなかった。炭素窒素安定同位体比に対するセシウム濃度の関係では、炭素窒素ともに値の小さい個体にセシウム濃度が高いパターンが見られたが、ヒラメやスズキによるものと考えられた。しかし、魚種間、個体間のセシウム濃度の違いを説明することは出来なかった。

## (3) 海洋生物の移動による拡散

## 1 ）開放性海域（江名沖合）・設置型受信機による調査

開放性海域において、シロメバル、アイナメ、コモンカスベの行動を調査した。

1)-a シロメバル：調査期間中放流した20個体中、超音波発信器の寿命とされる期間（約6カ月）、モニタリング範囲内に居続けたのは7個体であった。これに対して、放流直後より発信器からの信号が途絶えてしまったものが7個体いた。これらは、潮流の関係などから採捕地点へ戻ることができなかったか、コンディション不良のため死亡してしまいそのままモニタリング範囲外に流出してしまった可能性が考えられた。また、モニタリング期間中、発信器の電池寿命の前に受信が途絶えたものもあった。これらは、1カ月程度で受信が途絶えたものが1個体、3か月程度で途絶えたものが3個体、5カ月程度で途絶えたものが2個体であった。従来の研究でメバル類は特定の場所に固執して行動をするが、時折、行動圏を移すという報告がある。このことから、これらの個体の受信範囲外への移動は、生息圏を移した可能性が考えられた。

多くのシロメバルは6時ごろから18時ごろまで滞在水深の幅が狭く、18時から翌日の6時までの間で滞在水深の幅が広くなる傾向が見られた。また、受信頻度は、おおむね昼間より夜間のほうが多くなっていた。これは、メバルが夜行性で昼間一定の場所に滞在し夜間になると行動を開始しているためと考えられた。今回使用したシステムの受信範囲は半径約200 mであったことから、放流個体はおよそ定着している場所を中心に半径200 m程度の範囲を行動圏としている可能性が示された。

1)-b アイナメ：シロメバルと同じく定着性が高いとされるアイナメで長期間モニタリングできた個体は、4個体中1個体のみであった。長期モニタリングに成功した1個体の行動パターンは、夜間定位置にいる時よりも、行動時間帯である昼間の方が発信器の信号の受診回数が減少する傾向が見られた。このことから、アイナメの行動圏は受信範囲（半径200m）を超えていると推測された。早期に受信範囲を離れる個体が多いことや行動時間帯の受信状況が非行動時間帯の受信状況より少ないことなどから、供試個体は少なかったが、アイナメはメバルよりも行動圏が広くまた、移動範囲が広いものと推測された。

1)-c コモンカスベ：コモンカスベの行動モニタリングは、震災が発生した同時期に合わせて、最初の調査は2月に、2回目は5月に行った。連続追跡したコモンカスベの行動は、約6時間で放流地点から浅瀬に向かって400mほど移動した（60～70m/h）。翌24日には、前日と逆方向に約800m北東方法にいることが確認された。この個
体が最後に確認されたのは、放流後約2週間後の3月10日であった。この時の位置は、放流地点から2.9km地点であった（図(3)-2）。他のコモンカスベ6個体は0.8km～5.8km（8-47日）の移動を示した。コモンカスベは、8日後の推測位置が5.8km離れた場所いた個体がいた一方、47日後にも放流地点から1km程度の場所に生息していた個体など様々であった。このことからは、短時間に広い範囲を移動することがあるが、1カ月から2カ月の間は、1kmから2kmの範囲内で行動していることが示された。

図(3)-2 コモンカスベのモニタリング経過。

## 2 ）閉鎖性海域（広野港湾内）調査

モニタリング可能な期間の間、全ての個体が港内に留まり続けたのはシロメバル2個体中2個体とアイナメ1個体中の1個体であった。ムラソイは7個体中6個体が港内に留まり続けていると考えられた。もともと磯根などに定着性が強いと考えられている魚種は、本調査結果からも港外へ逸出している可能性は低いと考えられた。一方、砂泥域を好み港湾から外洋まで広い範囲を生息域とするマアナゴは、11個体中3個体が逸出した。この3個体が港外へ逸出したのは、水温が低下し始める時期に2個体、水温が上昇始める時期に1個体であったことから、水温の変化が逸出行動に関係している可能性が考えられた。その一方で、今回の調査では8個体が湾内に居残り、さらにそのうち2個体は再捕獲されるなど定着性の高さも示唆された。エゾイソアイナメは、6個体中3個体が港外に逸出した。同じ時期に放流したにもかかわらず、逸出している個体と居残る個体がいた。

## 3 ）考察

開放系水域で行った調査の結果、モニタリングを行った種の中で最も定着性が高いと考えられたのは、シロメバルであった。これに対して、アイナメは一部定着する個体もあったが、その行動圏はメバルより広いものと推測された。コモンカスベは、一日当たりの移動距離は大きいものの、6個体中2個体は、1～2カ月間、1kmから2kmの範囲内で行動していることも明らかになった。

閉鎖系水域で行った調査の結果、磯根資源として知られているシロメバル、ムラソイに高い定着性が見られた。一方、生息域が沿岸の浅瀬から沖合の深場まで広い種であるマアナゴやエゾイソアイナメは、一部の個体で港湾から逸出する様子が確認できた。今回の実験では、港湾内への出入りをモニタリングすることはできなかったが、一部は水温変化の影響や成長過程など何らかの理由によって港湾の外に逸出していると考えられた。

これまでの結果から定着性の高い魚類ほど高い放射性Cs濃度を維持している傾向が見られた。このことから、濃度の低下の著しい魚種は、魚種の移動による拡散と非汚染魚の加入による希釈が進んでいる可能性も考えられた。また、定着性の同一魚種でも、個体間によってCs濃度に大きな差が見られた。同じ水域の同じ魚種でも個体によってコアとなる生息場所と摂餌遊泳場所が異なり、取り込んだ放射性物質の量に差が生じたと考えられた。

### 5. 本研究により得られた主な成果

## (1) 科学的意義

福島県沿岸の岩礁生態系および砂浜生態系の各種海洋生物の放射性セシウム濃度を経時的に調べることにより、多種について、放射性セシウム濃度の時間、空間分布および生態学的半減期を推定した。高い放射性セシウム濃度を有する種を特定した。底生生物と魚類のセシウム濃度は食物連鎖の栄養段階を反映していないことが明らかとなった。
またこれまでに測定が困難であった生体魚類および無脊椎動物に関して、生物学的半減期を明らかにした。これらの結果から、生態学的半減期の遅い魚種について、その原因が放射性物質の代謝による排出が遅いことに起因することを明らかにした。この結果から福島県沿岸の生態系内における放射性セシウムの移行について知見が蓄積された。

現在の生態系内の放射性セシウムの分布は海底粒子中に最も多く存在し、その次に魚類で多く存在する。極沿岸域の海底粒子に含まれる放射性セシウムは比較的大きな粒子に高い濃度で含まれていることから濃度低下に長い時間が必要である。2012-2013年の間で海藻および無脊椎動物では放射性Csの大部分が生態系外へ拡散（流出）していることを示した。今後は海底粒子から生態系への移行量および高濃度に汚染された魚類のモニタリングを継続する必要がある。

定着性の高い魚類ほど高い放射性セシウム濃度を維持している傾向が見られた。これらの魚種は、取り込んだ放射性物質をその他の場所に移動する可能性は少ないと考えられ、移動による拡散は極めて限定的と言えた。一方で放射性物質濃度の低下の著しい魚種は、魚種の移動による拡散と非汚染魚の加入による希釈が進んでいる可能性が考えられた。すなわち高濃度の放射性セシウムが記録された経歴のある魚種のうち、寿命が長く移動範囲の大きいと考えられている魚種については、引き続き厳重な検査体制を維持していく必要があると考えられた。

## (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＞

堆積粒子の粒径別の放射性セシウム濃度の結果から、極沿岸域では比較的大きな粒子で濃度が高く、粒子の移動による濃度の低下はあまり期待できないと考えられる。また各種生物の生態学的半減期が推定されたことにより、今後の濃度の低下傾向を理解することが可能となった。沿岸の放射性セシウム濃度の高い魚種の生物学的半減期の結果から、これらの魚種の濃度低下に比較的長い時間が必要であることを示した。

積極的な沿岸海域の除染を進める手法として、1. 大きな粒径の粒子を取り除く、2. 高濃度汚染魚種の採捕、が考えられる。しかしながら、すでに沿岸の環境や生物の放射性セシウム濃度は陸域に比べ低濃度となっている。このことから、環境や濃度の高い生物についてのモニタリングの継続が必要であると言える。一方、新たな汚染水の流出発生する可能性が懸念されている。海水、海底粒子および一次生産者（海藻など）の放射性物質濃度のモニタリングは汚染の早期の検出に役立つので継続するべきである。

陸域の土壌由来の高濃度の放射性セシウムが河川から河口近隣の海底の砂泥堆積物として輸送され、そこに生活する濾過食者の脊索動物、海綿動物、刺胞動物へ高い濃度の放射性セシウムがもたらされていることが明らかになった。土壌には2014年においても依然高濃度のセシウムが存在することから、今後これらの動物を指標として土壌の放射性セシウム濃度と海域の生物への移行の関係を継続してモニタリングする必要がある。

沿岸の魚種の移動による放射性物質の拡散が限定的であることが明らかとなった。このことは同じ海域に留まり続ける高い濃度の放射性物質汚染魚類を今後もモニタリングし続ける必要性があることを示した。

これらのことから、今後の海域における放射性物質のモニタリングを行うために、1F周辺海域および河口域において、海水と海底粒子、海藻・海草、濾過食性動物、および現在でも高濃度で検出される魚種の継続的なサンプリングが必要と考えられる。

### 6. 研究成果の主な発表状況

## (1) 主な誌上発表

## <査読付き論文>

1) ARAKAWA H., T. TOKAI, Y. MIYAMOTO, S. AKIYAMA, K. UCHIDA, A. MATSUMOTO, M. NARITA, H. MYOUSE, Y. AGATSUMA, S. KATAYAMA, M. AOKI, I. MATSUMOTO, N. HIRAKAWA: Marine productivity: Perturbations and resilience of socio-ecosystems. Proceedings of the 15 $ ^{th} $ French-Japanese Oceanography Symposium, Springer, “Distribution of radioactive material in marine ecosystems off the Fukushima coast”, 71-78, 2015.

## く査読付論文に準ずる成果発表>

1) 片山知史(2013)海と魚と放射能——食品としての水産物の管理体制への視点、日本の科学者, 48, 2, 32-33.

2) 片山知史（2013）海洋の放射能汚染と水産業への影響、経済、1月号、新日本出版社、101-108.
3) 片山知史（2014）放射能污染と水産物への影響，月刊保団連，1153（2014年3月号），29-34.

4) 荒川久幸(2015) 沿岸生態系における放射性物質の汚染状況、環境情報科学、44, 2, 11-15.

## （２）主な口頭発表（学会等）

1) 荒川久幸・東海正・宮本佳則・秋山清二・内田圭一・明瀬太志・吾妻行雄・片山知史・青木優和・松本育夫・和田敏裕・平川直人・神山享一・鷹崎和義・岩崎高資（福島水試）：日本水産学会2012年秋季大会（2012）「沿岸生態系における放射性物質の拡散過程の解明」

2）明瀬太志、平川直人、松本陽、荒川久幸：日仏海洋学会（2013）「福島県いわき市沿岸における海底堆積粒子の放射性セシウム濃度」

3) 荒川久幸：応用生態工学会企画セッション（2013）「沿岸生態系における放射性物質の拡散過程の解明」

4) 中川拓郎、内田圭一、平川直人、長谷川浩平、宮本佳則、荒川久幸、秋山清二、柿原利治：日本水産学会秋季大会（2013）「福島県沿岸におけるシロメバルの行動モニタリング」

5) 松本陽、明瀬太志、秋山清二、内田圭一、宮本佳則、荒川久幸、平川直人、松本育夫：日本水産学会秋季大会（2013）「福島県いわき市沿岸の砂浜および岩礁に生息する魚類の放射性セシウム濃度」

6) 平川直人、松本育夫、藤本賢、松本陽、明瀬太志、荒川久幸：日本水産学会秋季大会（2013）「飼育環境下におけるキタムラサキウニ生体放射性物質濃度の経時変化」

7) ARAKAWA H., T. TOKAI, Y. MIYAMOTO, S. AKIYAMA, K. UCHIDA, Y. AGATSUMA, S. KATAYAMA, M. AOKI, I. MATSUMOTO, N. HIRAKAWA: 15 $ ^{th} $ Franch-Japanese Oceanography symposium. (2013) “Diffusion process of radioactive materials in ecosystems of coastal sea area”

8) MYOUSE H., A. MATSUMOTO, N. HIRAKAWA, H. ARAKAWA: 15 $ ^{th} $ Franch-Japanese Oceanography symposium. (2013) “Contamination of seabed sediments and organisms by radioactive cesium in the coastal area of southern Fukushima”

9）成田美穂、若林香織、松本陽、明瀬太志、荒川久幸、内田圭一、平川直人：日本水産学会春季大会（2014）「いわき沿岸におけるクルマエビ科二種の生態学的半減期」

10) 松本陽、荒川久幸、平川直人：日仏海洋学会（2014）「NaI(Tl)シンチレーションカウンタを用いたシロメバルSebastes cheni生体中の放射性セシウム濃度測定」

11）松本陽、重岡柚、荒川久幸、平川直人：日本水産学会（2014）「シロメバル Sebastes cheni 生体における放射性セシウム濃度の測定と生物学的半減期の推定」

12）明瀬太志、松本陽、荒川久幸、平川直人：日本水産学会（2014）「福島県沿岸の海藻の放射性セシウム濃度の経時変化」

13）中川拓朗、内田圭一、宮本佳則、荒川久幸、松本陽、明瀬太志、水野拓治、榎本昌宏、守岡良晃：日本水産学会（2014）「福島県沿岸の港湾内における超音波バイオテレメトリー手法を用いた水産有用種の行動追跡」

14) UCHIDA K., H. ARAKAWA, S. AKIYAMA, Y. MORIOKA, A. MATSUMOTO, T. NAKAGAWA, K. HASEGAWA, Y. MIYAMOTO: 3rd International Conference on Fish Telemetry (2015) “Estimated relationship fish behavior and concentration of radioactive materials from research by using ultrasonic biotelemetry system”.

### 7. 研究者略壓

課題代表者:荒川久幸

東京水産大学水産学部卒業、博士（水産学）、現在、東京海洋大学大学院海洋科学技術研究科教授

## 研究分担者

## 1 ) 吾妻 行雄

東北大學農學部卒業、博士（農學）、現在、東北大學大學院農學研究科教授

## 2 ) 水野 拓治

東北大學農学部卒業、現在、福島県水産試験場栽培漁業部部長
## 4 ZD-1201 沿岸生態系における放射性物質の拡散過程の解明

## （１）いわき市沿岸生態系における拡散

国立大学法人 東京海洋大学

海洋科学部 海洋環境学部門 荒川 久幸

海洋科学部 海洋生物資源学部門 東海 正

海洋科学部 海洋環境学部門 宮本 佳則

海洋科学部 海洋生物資源学部門 秋山 清二

海洋科学部 海洋環境学部門 内田 圭一

<研究協力者>

富原聖一（平成24-26年度）、平川直人（平成24-25年度）、松本陽（平成25-26年度）、成田美穂（平成25-26年度）

平成24(開始年度)～26年度累計予算額：124,242千円（うち、平成26年度予算額：21,801千円）予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

2011年3月に発生した東北・北関東の地震と津波によって、福島第一原子力発電所（1F）は多量の放射性物質を大気中のみならず海中へ放出した。これまでの調査により、多数の水産生物で基準値を超える放射性物質濃度が確認され、福島県の漁業は自主規制へ追い込まれている。本研究では、海中の放射性物質が生態系内でどのように拡散するのか明らかにすることを目的として、研究を3つのサブテーマで構成した。サブテーマ(1)では1Fの南方のいわき市沿岸を対象海域とし、それぞれの岩礁生態系と砂浜生態系における海底粒子および各生物種の放射性物質濃度、その半減期の結果から放射性物質の拡散について検討した。結果は以下のように要約される。

(1)海底堆積粒子の $ ^{137} $ Cs濃度は経時的に減少しており、その滞留半減期は460.9-864.9日であった。粒径ごとの $ ^{137} $ Cs濃度は250-500μmのやや大きな粒子で高かった。堆積粒子中の有機物に結合した $ ^{137} $ Csは約10%であった。(2)海藻および海草の $ ^{137} $ Cs濃度の生態学的半減期はアラメで123.2-129.6日、スガモで39.2-125.8日であった。 $ ^{137} $ Cs濃度は1F近くで高く、半減期も長い傾向であった。(3)無脊椎動物の $ ^{137} $ Cs濃度は棘皮動物や腔腸動物で高かった。その濃度は経時的に低下し、生態学的半減期は甲殻類で186日であった。キシエビおよびキタムラサキウニで生物学的半減期を推定した。生物学的半減期は生態学的半減期と同程度であったため、海水や餌からの新たな $ ^{137} $ Csの取り込みは少ないと考えられた。(4)魚類の $ ^{137} $ Cs濃度は魚食性の底生魚で高く、減少の割合は小さかった。生態学的半減期は141-483日であり、魚種によって大きく異なった。シロメバルの生物学的半減期は約270日であり、従来報告されている海産魚の生物学的半減期50-100日より長かった。

これらの結果から、2014年現在で福島県いわき沿岸域の生態系に存在する $ ^{137} $ Cs量および生態
系外への拡散を定量的に検討した。2014年のいわき沖では堆積粒子 $ 5.7\times10^{11} $ Bq、海藻 $ 2.4\times10^{6} $ Bq、無脊椎動物 $ 0.15\times10^{6} $ Bq、魚類 $ 29\times10^{6} $ Bq程度存在した。2012年から現在にかけて、いわき沿岸海域の生態系から流出した $ ^{137} $ Csは、堆積粒子で約34%、海藻で約93%、無脊椎動物で約53%、魚類60%と考えられた。

## [キーワード]

サブテーマ(1)：放射性物質、沿岸生態系、移行、福島第一原子力発電所、いわき沿岸

### 1. はじめに

2011年3月に発生した東北・北関東の地震と津波によって、福島第一原子力発電所（1F）は炉心溶融、建屋の水素爆発および冷却水の汚染を原因として、多量の放射性物質を大気中のみならず海中へ放出した。これまでの断片的な調査により、多数の海洋生物で基準値（100 Bq/kg）を超える放射性物質濃度が確認され、福島県の漁業は禁漁へ追い込まれた。福島県や東京海洋大学では、放出当時の拡散予測に基づいて、放出点南方いわき市沖合を中心に海洋生物の放射性物質濃度の測定を行い、それらの値がどのように推移するのか検討を続けている。しかしながら、沿岸域の観測データはあまり得られていない。これまでの調査では放射性物質(セシウム134、137)が、いわき市の極沿岸域においても観測されている。海洋中には多種多様な生物群が存在し、複雑な生態系を構成している。そのためこの放射性セシウムが今後どのような生物を経由し、どのように拡散するのかモニタリングしていくことは極めて重要である。

### 2. 研究開発目的

本サブテーマでは、福島県いわき市江名（福島第一原発から南55km）および四倉（福島第一原発から南方35km）に定点を設定する。それらの観測点で岩礁生態系と砂浜生態系に分け、海水・海底粒子、微細藻類、海藻類、無脊椎動物、魚類に至るまで、放射性物質の分布やその拡散過程を明らかにする。さらにそれぞれの生物種の体内における放射性物質の変化について検討する。

そのために本研究での計測結果と、サブテーマ(2)安定同位体比分析による捕食被食関係把握、サブテーマ(3)バイオテレメトリーによる生物の移動・行動結果を総合的に解析し、放射性物質の拡散過程を詳細に検討する。さらに、人工的な飼育による放射性セシウム濃度の変化について検討する。

研究項目は以下のとおりである。

サブテーマ(1) いわき市沿岸生態系における拡散

(1)-1) 海水および海底粒子からの拡散

(1)-2) 海藻による拡散

(1)-3) 無脊椎動物による拡散

(1)-4) 魚類による拡散

(1)-5) 海域の放射性セシウム量
## 3 ．研究開発方法

## (1) いわき市沿岸生態系における拡散

## 1 ) 海底粒子からの拡散

海水中で放射性セシウム（以下Cs）は、陽イオンとして存在しており、海底粒子や浮遊する懸濁粒子に吸着され海底へ沈降するプロセスが報告されている $ ^{1} $ 。福島沿岸における海水中のCs濃度は、経時的に速やかに減少し、現在では原発事故以前の濃度水準になりつつある。しかしながら、海底粒子は依然として、100 Bq/kgを超すCs濃度が検出されており、長期残留することが懸念されている。

事故後の海底粒子の\mathrm{Cs} 濃度に関する報告には、福島沖の海底堆積物中の濃度の推移を明らかにしたもの $ ^{2)} $ 等がある。これらの報告はいずれも船舶を用いた沖合での調査結果であり、極浅海域の報告は見当たらない。極浅海域では各種の生物から高い濃度の\mathrm{Cs} が検出されたため、磯根の水産物は漁業の自主規制が続いている。これらの生物への\mathrm{Cs} の移行を検討するためにも、極浅海域の海底粒子の\mathrm{Cs} 濃度やその変化の把握は重要である。本研究では、福島県いわき市の極浅海域を調査対象として、海底堆積粒子の放射性\mathrm{Cs} 濃度の経時変化を明らかにし、その経時変化への物理環境や粒子の性質が及ぼす効果を検討した。また、極浅海域の\mathrm{Cs} 濃度から、いわき市沿岸の海底堆積粒子中の $ ^{137}\mathrm{Cs} $ の総堆積量を推定した。

## 1 )-a 海水および海底粒子の放射性Cs濃度

海水の採取は、2013年5月、10月、2014年1月および5月において、福島県いわき市極沿岸の四倉（37.119N、141.010E；水深0.5～1m）および江名岩礁（36.954N、140.951E；水深4～5m）で行った（図(1)-1）。採取した海水は直ちに研究室に持ち帰り、GF/Fフィルタ（孔径；0.8μm）で濾過後、硝酸を添加し、AMPを用いてセシウムを凝集沈殿後、その放射性Cs濃度をGe半導体検出器で計測した。

海底堆積粒子の採取は、2012年5月～2014年5月の3年間に計9回（2012年5、7、10、12月、2013年2、5、10月、2014年1、5月）、四倉（37.119N、141.010E；水深0.5～1m）、江名岩礁（36.954N、140.951E；水深4～5m）および江名砂浜（36.955N、140.944E；水深4～5m）の3地点で行った（図(1)-1）。いずれの地点も岸から数10mの範囲内である。ただし、2013年10月および2014年5月の江名砂浜では、テトラポットの移設工事が行われていたため、試料採取を行っていない。福島第一原子力発電所（1F）から各地点までの距離は、四倉で約35km、江名砂浜および江名岩礁で約55kmである。

砂浜では海底堆積粒子中の放射性 Cs の 70% 以上が表層 3 cm 以内に存在している事から $ ^{2)} $ 、SCUBA 潜水により海底粒子の表層 3 cm を目安としてスコップを用いて採取した。

岩礁上では、エアーリフトにより岩礁上の粒子をビニール袋内に捕集した。採取した粒子は、ただちに研究室に持ち帰り、105℃で5時間乾燥し試料とした。

## 1 )-b 滞留半减期

試料は、目合 2000 μm のメッシュを通し、礫や貝殻などの夾雑物を取り除いた。さらに水平
旋回ふるいを用い、200 rpm で 5 時間振とうし、4 つの粒径クラス（<125 μm、125-250 μm、250-500 μm、500-2000 μm）に分級した。振とうは、試料中に粒径 45 μm 以下の粒子が少ないことから、乾式で行った（JIS 規格(Z8815)）。分級した試料は、U-8 容器に充填し、Ge 半導体検出器（セイコーEG&G 社製）を用い、 $ ^{137} $ Cs および $ ^{134} $ Cs 濃度の計測を行なった。測定時間は 7,200 秒間とした。

また、計測された $ ^{137} $ Cs 濃度を基に福島県いわき市沿岸に堆積している $ ^{137} $ Cs の総量を推定した。推定には、いわき市沿岸の20 m 以浅の海域面積に海底堆積粒子の $ ^{137} $ Cs 濃度および表層3 cm の粒子体積を乗じ推定した。四倉の砂浜域の $ ^{137} $ Cs 濃度は、福島県の公表データを用いた。海上保安庁海洋情報部提供の福島沿岸底質データからボロノイ分割法により岩礁および砂浜のポリゴンを生成し、それぞれのポリゴンの面積を算出した。それらのポリゴンの面積のうち、福島県が設定している四倉（海区⑥を含む）および江名（海区⑧を含む）における20 m 以浅の砂浜および岩礁の面積を推定した（図(1)-1）。

また、環境中で物質の濃度が半分になる期間であり、放射性物質の減少速度を示す指標として、海底堆積粒子の $ ^{137}Cs $ 濃度の滞留半減期 $ (T_{\mathrm{re}}) $ を算出した。算出には、以下の指数関数モデルを用いた。

$$ A=A_{0}\mathrm{e x p}(-l t)\quad\cdots\cdots(1) $$

ここで、A:採取日の $ ^{137}Cs $ 濃度、t:2011年3月11日からの経過日数である。最小二乘法により、初期値 $ A_{0} $ および係数lを推定した。推定された係数lを下記の式(2)に当てはめ、滞留半減期 $ (T_{re}) $ を算出した。

$$ T_{r e}=(\ln2)/l\quad\cdots\cdots(2) $$

## 1 )-c 存在形態別 $ {}^{137}Cs $ 濃度計測

海底堆積粒子中での $ ^{137}Cs $ の存在形態は、イオン交換態、有機物結合態、粒子結合態の3つに分類できる $ ^{2)} $ 。イオン交換態は、海水中で1価の陽イオンとして存在する $ ^{137}Cs $ が、負電荷を帯びた粒子と電気的に結合した形態であり、海水中の $ K^{+} $ 等他の陽イオンと交換し得る形態である。有機物結合態は、海底堆積粒子に含まれる有機物中に存在している形態である。粒子結合態は、無機粒子に固定されている形態である。

本研究では、存在形態別に分離しそれぞれの $ ^{137} $ Cs 濃度を計測した $ ^{2)} $ 。①ふるいにより分級したそれぞれの粒子をGe 半導体検出器で計測した（その粒子に含まれるイオン交換態+有機物結合態+粒子結合態のCs 計測）。②試料①に、CH $ _{3} $ COONH $ _{4} $ 水溶液（1 mol/L）を添加し（試料1 g につき10 ml）、室温（25℃）で6時間攪拌しイオン交換態を除去した。その後、孔径0.45 μmのメンブレンフィルター（メルク社製）で吸引濾過後、蒸留水で洗浄し、105℃で5時間乾燥させた。乾燥させた試料の半量について $ ^{137} $ Cs 濃度を計測した（有機物結合態+粒子結合態）。③残りの半量に、H $ _{2} $ O $ _{2} $ （10%）を試料1 g つき6 ml 添加し、室温（25℃）で6時間攪拌し有機物を除去し、上述と同様の方法で濾過し、乾燥後 $ ^{137} $ Cs 濃度の計測した（粒子結合態）。これらの結果の差引より、3 態それぞれの濾度を算出した。
## 1 )-d 粒子の性質（粒径分布、鉱物組成）

$ ^{137} $ Cs 濃度と海底粒子の性質との関連を検討するために、粒径分布、比表面積、鉱物組成を調べた。粒径分布は、LS200（ベックマンコールター社製）を用い、レーザー散乱・回折法により粒径 0.375-2000 μm の体積頻度分布を計測した。また、計測された粒径分布を基に中央粒径 (d50) および単位面積当たりの比表面積 (Sv) を求めた。Sv の算出は、粒子を球形と仮定し以下の式(3)に従い行った。

$$ Sv=\frac{6}{di}\cdot\cdot\cdot\cdot\cdot\cdot(3) $$

ここで、diは、粒径（cm）である。

また、Csは雲母などに代表される2：1型層状ケイ酸塩鉱物に選択的に吸着されることが報告されている $ ^{3)} $ 。そのため、X線回折法により、結晶性物質の構造解析を行い、鉱物の含有率を計測した。

## 1 )-e 波浪データを用いたシールズ数の算出

海底堆積粒子は、波や流れ等の外力の影響を受け経時的に拡散している。本研究では、海底堆積粒子が受ける外力をシールズ数（ $ \Psi_{m} $ ）により評価した。 $ \Psi_{m} $ は、海底堆積粒子に働く流体力と海底堆積粒子の抵抗力の比によって表され、底質の移動の活発さを示す無次元せん断力である。 $ \Psi_{m} $ が、大きくなると底質の移動は活発になる。また、この $ \Psi_{m} $ が移動限界シールズ数（ $ \Psi_{c} $ ）を超えると、堆積粒子は移動を開始する。

$\Psi_{m}$ の算出は、丸山ら$^{4)}$の方法に従い、式(4)、(5)、(6)を用いて行った。ただし、底質の粒径$(D_{m})$ として、LS200で計測した粒径分布を基に算出した中央粒径を用いた。$\Psi_{m}$ の算出には、国土交通省港湾局リアルタイムナウファスの小名浜港における定点波浪データを用い、調査地点の有義波高$(H_{1/3})$ は規則波の浅水変形モデル$^{5)}$を用い推定した。また、算出計算は、非常に煩雑なため、沿岸波浪解析フリーウェア“EWaves”により解析した。調査地点の有義波周期$(T_{1/3})$ および有義波数（k）は、分散関係式により推定した。また、本研究の調査点は、極沿岸である事から、外力としては、波が卓越していると考えられる。そのため、$\Psi_{m}$ への流れの寄与は、少ないと考えられるため、考慮していない。$\Psi_{m}$ の算出には、推定した調査点の波浪データを用い、下記の式(4)、(5)、(6)を用いた。

$$ \begin{aligned}&\psi_{m}=\frac{u^{*^{2}}}{(s-1)gD}\\ &\\&u^{*}=(0.5f_{w}\hat{u}_{b}^{2})^{1/2}\\ \end{aligned} $$

s: 底質の比重で 2.65 とした。

g: 重力加速度 $ (m/s^{2}) $ 。

$ D_{m} $ ：底質の中央粒径(mm)。
$ u^{*} $ ：摩擦速度。

$ f_{w} $ ：Jonson の摩擦係数式(5)より求める。

$ \hat{u}_{b} $ ：波の底面流速振幅 $ (\mathrm{m}/\sec) $ であり、微小振幅波理論により以下の式(6)で求める。

$$ \begin{aligned}&a_{bm}/D_{m}<1.57 とき \quad\\ &f_{w}=0.30\quad\\ &\quad a_{bm}/D_{m}\geqq1.57\quad のとき \quad\\ &f_{w}=\frac{1}{4f_{w}^{1/2}}+\log_{10}\frac{1}{4f_{w}^{1/2}}=-0.8+\log_{10}\frac{a_{bm}}{D_{m}}\quad\\ &a_{bm}=\frac{H_{1/3}}{2\sinh(kh)}\quad\\ &\hat{u}_{b}=\frac{\pi H_{1/3}}{\left\{T_{1/3}\sinh(kh)\right\}}\quad\\ \end{aligned}\quad\begin{aligned}&\begin{bmatrix}\\ &\cdots\cdots\cdots\cdots&(5)\\ &\end{bmatrix}\\ &\quad(6)\\ \end{aligned} $$

$ a_{bm} $ ：水粒子の最大起動半径。

$ H_{1/3} $ ：有義波高(m)。k：波数 $ (m^{-1}) $ 。h：水深(m)。

$ T_{1/3} $ ：有義波周期（sec）。

$ \Psi_{c} $ は、(6)の式の底面流速振幅 $ \hat{u}_{b} $ を、岩垣 $ ^{6)} $ の式より求めた限界摩擦速度 $ \hat{u}_{c} $ に置き換えることで算出した。また、粒径クラス毎の $ \Psi_{ci} $ は、混合河川床を対象に定められた $ ^{7)} $ 粒径と $ \Psi_{ci} $ との関係式(7)を用いて算出した。

$$ \begin{aligned}&\frac{Di}{D_{m}}>0.4 のとき \\&\psi_{ci}=\psi_{c}\left(\frac{\log_{10}19}{\log_{10}19(Di/D_{m})}\right)^{2}(\frac{Di}{Dm})\\&\quad\\ &\frac{Di}{D_{m}}<0.4 のとき \\&\psi_{ci}=0.85\psi_{c}\\ \end{aligned}\quad\begin{aligned}&\begin{aligned}\\ &\overline{\quad}\\ &\cdots\cdots\cdots\cdots\quad(7)\\ &\end{aligned}\\ \end{aligned} $$

Di:粒径クラスの中央粒径(mm)。
図1-1 試料採取地点。

## 2 ) 海藻による拡散

海中に放出された放射性物質は、沿岸域の海藻および海草を汚染した。海藻および海草は活発な1次生産を行い、摂食を通じて、放射性物質を他の生物へ拡散する。また活発な世代交代により、環境中へ放射性物質を拡散すると考えられる。東日本大震災の発生以降の海藻と海草における $ ^{137} $ Cs濃度（Bq/kg-wet）とその経時変化（生態学的半減期）を調べた。さらに、沿岸から環境中への $ ^{137} $ Csの移動拡散に海藻および海草がどの程度寄与しているかを推定した。この推定では、福島県いわき市沿岸の2地点（四倉および江名）における海藻および海草4種に着目した。

## 2 )-a 海藻・海草の放射性Cs濃度と生態学的半減期

海藻・海草の採取は、2012年5月、9月、12月、2013年度2月、5月、10月、2014年1月、5月において、いわき市四倉と江名の2地点で海藻および海草をSCUBA潜水により行った（図(1)-1）。採取した海藻は褐藻6種、紅藻5種、海草は1種であった（表(1)-1）。各海藻は濾過海水で洗浄後、表面の水分を良く拭き取り、オーブン（60℃）で乾燥した。粉砕したのち、U-8容器（100 mL）またはマリネリ容器（1000 mL）に充填し、Ge半導体検出器で $ ^{134} $ Csと $ ^{137} $ Csを計測した。測定時間は、サンプル量および $ ^{137} $ Cs濃度（Bq/kg-wet）を考慮し、7,200秒間、80,000秒間および604,800秒間で設定した。放射性Cs濃度は、湿重量時の濃度に換算して表記した。
表(1)-1 2012-2014 年度に採集された海藻・海草の種数および分析種数

総種数
採集（*分析）	2 地点共通
採集（*分析）
2012年5月	6 (6)	4 (4)
2012年7月	6 (6)	3 (3)
2012年10月	4 (4)	2 (2)
2012年12月	7 (7)	3 (3)
2013年2月	9 (9)	3 (3)
2013年5月	7 (7)	3 (3)
2013年10月	3 (3)	2 (2)
2014年1月	2 (2)	2 (2)
2014年5月	4 (4)	3 (3)

$ ^{*} $ Ge 半導体検出器で $ {}^{137}Cs $ が分析可能であった種数を示す。

計測された $ {}^{137}Cs $ 濃度に指数関数モデルを当てはめ、多年生種のスガモとアラメの生態学的半減期（ $ T_{eco} $ ）の推定を行った $ {}^{8-9} $ 。式(2)で求めた滞留半減期（ $ T_{re} $ ）は、生物等を対象にした場合、実効半減期（ $ T_{e} $ ）と同義である。

$$ 1/T_{\mathrm{e c o}}=1/T_{\mathrm{e}}-1/T_{\mathrm{p}}\cdot\cdot\cdot\cdot\cdot\cdot(8) $$

そこで、(2)式により、実効半減期（日）を算出した。実効半減期（日）の逆数は生態学的半減期 $ T_{eco} $ （日）の逆数と物理学的半減期 $ T_{p} $ （日）の逆数の和であることから、(8)式により生態学的半減期（日）を推定した。

## 2 )-b 海藻・海草による沿岸からの放射性Csの拡散

海藻および海草により沿岸から拡散する放射性Csの推算の対象種は、いわき沿岸の優占4種の褐藻ワカメ Undaria pinnatifida、褐藻アカモク Sargassum horneri、海草スガモ Phyllospadix iwatensis および褐藻アラメ Eisenia bicyclis とした。

コドラート調査は2013年5、10月、および2014年5月の計3回実施した。コドラート法（縦0.5m×横0.5m）によって、それぞれ3枠の刈取りを行い、個体数および湿重量を求めた。得られた単位面積あたりの海藻現存量（kg-wet/km²）を表(1)-2に示す。四倉のアラメ現存量はデータが得られなかったため、江名の現存量と同一とした。

各種藻場面積の推定は、統計解析ソフト R（ver. 3.1.2, R Core Team, 2014）およびボロノイ分割パッケージ deldir（ver. 0.1-6, Rolf Turner, 2014）、球面三角法パッケージ geosphere（ver. 1.3-11, Robert J. Hijmans, 2014）を使用した。使用した GIS データは、海上保安庁海洋情報部

(http://www.kaiyoudaichou.go.jp/) から提供された底質データおよび環境省自然環境局生物多様性センター（http://www.biodic.go.jp/trialSystem/info/mo.html）が公表している沿岸域藻場データである。統計解析ソフト R でボロノイ分割パッケージ deldir により GIS データをポリゴン化し、対象とするポリゴンの面積を球面三角法パッケージ geosphere により求めた。アラメでは藻場のポリゴンの面積を合計した。スガモでは藻場面積データが被度であったため、その平均値を面積とした。ワカメは人工護岸の総延長距離（四倉；13.2 km、江名；25.6 km）に生息水深を 0-2 m^{10)} と
して乗じて面積を推定した。（表(1)-3）アカモクは生息水深2-3 m^{11}の岩礁面積（四倉；1.02 km^{2}、江名；1.03 km^{2}）に被度の平均値（15%）^{12}を乗じて面積を推定した。

海藻群落の $ {}^{137}Cs $ 総量（Bq）と流出量（Bq）は、藻類による炭素固定の推定式 $ {}^{13-14)} $ を参考に次式によって行った。

$$ ^{137}Cs\ 総量 (Bq)= 現存量 (kg-wet/km^{2})\times^{137}Cs\ 濃度 (Bq/kg)\times 藻場面積 (km^{2}) $$

$$ ^{137}Cs 流出量 (Bq)=^{137}Cs 総量 (Bq)\times P/B 比 \times 流出割合 $$

現存量の値は表(1)-2 中の各地点、海藻種毎の最大の現存量を用いた。海藻4種のP/B比と流出割合を表(1)-4に示す。P/B比はある植物体について年間最大現存量（B）の何倍量が一年間の成長によって生産（P）されるか示す値であり、そのP/B比と流出割合は、伊藤ら(2007) $ ^{14} $ および森林総合研究所(2004) $ ^{15} $ によった。

表(1)-2 海藻の現存量

四倉	江名
(kg-wet/km²)	(kg-wet/km²)
2013年5月	2014年5月	2013年5月	2013年10月	2014年5月
スガモ	-	2.2×10⁶	2.0×10⁶	1.5×10⁶	-
アラメ	-	(5.6×10⁶)	-	5.6×10⁶	2.6×10⁶
ワカメ	7.2×10⁶	-	4.6×10⁶	-	6.5×10⁶
アカモク	-	8.8×10⁶	1.6×10⁶	-	-

表(1)-3 藻場面積

四倉(km²)	江名(km²)
スガモ	0.015	0.12
アラメ	0.67	0.97
ワカメ	0.026	0.051
アカモク	0.15	0.15

表(1)-4 P/B 比と流出割合

P/B比	流出割合
スガモ	4	0.5
アラメ	1	0.3
ワカメ	1	1
アカモク	1.1	0.95

## 3 ) 無脊椎動物による拡散

## 3 )-a 無脊椎動物の放射性Cs濃度と生態学的半減期

2012年9月、11月、2013年1月、5月、10月、2014年2月、5月にいわき市四倉と江名の2地点において無脊椎動物を採集した（図(1)-1）。無脊椎動物は、両地点とも岩礁域では目合が5寸（約
15 cm）長さ4反（約200 m）の刺網、砂浜域では曳網を用いて採集した。刺網および曳網で採集した試料は直ちに種毎に選別し、全長（外套長、殻長等）および湿重量を計測した（図(1)-2）。採集個体数が多い場合は、任意に選んだ25個体を計測し、その平均湿重量と総湿重量から総個体数を推定した。また、全長の計測が難しい生物（たとえばカイメン類）は湿重量だけを記録した。計測後のサンプルはビニール製保存容器に入れ、マイナス20℃で冷凍保存し、研究室へ持ち帰った。

外套長

殼長

殼径

頭胸甲幅

頭胸甲長

図1-2 種別体長測定部位。

2012年9月、11月、2013年1月に採集した試料は、貝類およびイセエビでは軟体部のみを細断した後U-8容器に収容した。ウミウシ類、クラグ類およびアミ類は、そのままU-8容器に入れた。それら以外のサンプルは個体全体を細断した後U-8容器に入れた。いずれのサンプルも湿重量を測定した。2013年5月以降に採集した試料では、貝類およびホヤ類は軟体部を取出して湿重量を測定した。また、それ以外の試料は丁寧に砂などの付着物を取り除き、湿重量を測定した。その後、60℃で72時間乾燥させ、常温デシケータ内に24時間放置し、乾燥重量を測定した。乾燥試料は、粉砕後、U-8容器に入れ重量測定した。試料の $ ^{137} $ Cs濃度はGe半導体検出器によって計測した。測定時間は7,200秒間とした。

表(1)-5 に刺網および曳網により採集された無脊椎動物の総種数および分析種数を示す。2012年9月-2014年5月の調査において、四倉沿岸で刺網および曳網により採集された総種数は14～33種、分析された種数は8～20種であった。また、同調査期間に江名沿岸で刺網および曳網により採集された総種数は10～30種、分析された種数は1～17種であった。このうち江名と四倉で共通して採集された種数は7～15種、分析された共通種は、1～13種であった。

四倉および江名の沿岸域で恒常的に採集された生物種は、軟体動物門ではイイダコ、エゾハリイカ、ジンドウイカ、ミミイカ、ヒメエゾボラ等、甲殻亜目ではサルエビ、キシエビ、ウリタエ
ビジャコ、ヒラコブシガニ等、棘皮動物門ではオカメブンブク、キタムラサキウニ、イトマキヒトデ、スナヒトデ、マヒトデ、セノテヅルモヅル等、脊索動物門ではマボヤであった。

表(1)-5 2012年-2014年に採集された無脊椎動物の種数および分析種数

四倉
採集種数（分析）	江名
採集種数（分析）	二地点共通
採集種数（分析）
2012年9月	17 (8)	17 (4)	10 (3)
2012年11月	20 (8)	30 (10)	13 (4)
2013年1月	33 (18)	21 (9)	15 (5)
2013年5月	15 (5)	10 (1)	7 (1)
2013年10月	16 (11)	18 (11)	12 (6)
2014年2月	14 (11)	18 (17)	11 (9)
2014年5月	26 (20)	19 (14)	16 (13)

$ ^{*} $ かつこ内の数字はGe半導体検出器で分析可能であった種数を示す。

恒常的に採集された無脊椎動物について $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化から生態学的半減期の推定を行った。生態学的半減期の推定には指数関数モデルを用い、各サンプルから計測された放射性Csから式(1)、(2)、(8)により求めた。

## 3 )-b キタムラサキウニおよびキシエビの生物学的半減期

## i) キタムラサキウニ

福島県が実施しているキタムラサキウニのモニタリング調査では、約30個体の生殖腺を1検体として $ ^{131} $ I、 $ ^{134} $ Csおよび $ ^{137} $ Cs濃度の計測が行われる。このため、個体毎の放射性物質濃度を把握することはできず、さらに、致死的分析であるため、個体が有する放射性物質の減衰退程を経時的に把握することはできなかった。そこで、個体識別したウニ生体の $ ^{137} $ Cs濃度を経時的に計測し、その変化から生物学的半減期を明らかにすることを目的とした。

ウニは福島県いわき市四倉で合計6個体採取した。採取されたウニは予備実験に1個体および飼育実験に5個体（個体A、B、C、D、E）が用いられた。飼育実験では200L水槽をコンクリートブロックで区切り、個体ごと単独飼育とした。飼育水はいわき市下神白沖の揚水海水をかけ流した。また、餌は北海道産乾燥マコンブ（ $ ^{137} $ Cs不検出）を飽食量給餌した。放射性物質の計測は週に1回実施した。体表面の水分によるγ線の吸収を防ぐため、計測前にウニを10分間干出させ、その後、ウニ生体1個体ずつを500mLプラスチック容器に収容し、Ge半導体検出器でγ線カウント数を計数した。計測は5,000秒間とし、 $ ^{137} $ Csのエネルギー領域におけるγ線（カウント）のみ対象とした。ウニは計測終了後、速やかに飼育水槽に戻した。飼育期間は2013年5月から概ね3か月間とした。

## ii) キシエビ

小型の甲殻類は魚類等の主要な餌生物であり、その放射性Cs濃度の生物学的および生態学的半減期の解明は、沿岸生態系における放射性Csの移行・拡散過程を考える上で非常に重要である。そこで、沿岸底生生物における放射性Csの移行過程を検討するため、福島県いわき市沿岸
で採集したキシエビを非汚染環境下で飼育し、放射性Cs濃度の生物学的半減期を調べた。平成26年2月にいわき市四倉の沿岸域において曳網を用いて、キシエビMetapenaeopsis dalei（頭胸甲長CL:9.3-15.5 mm）を採取した。採集したキシエビは現場海水と共に輸送用水槽に入れて東京海洋大学実験室に持ち帰り、同室内水槽内（約120cm×30cm×40cm）に収容し飼育した。

飼育水には港区の水道水を使用して作製した人工海水（約240 L）を使用した。水道水の放射性物質濃度は0.2 Bq/kg未満である（東京都水道局HPより）。飼育水の温度は外部式クーラーを用いて12-15℃に保ち、飼育水の比重を1.021±0.001となるよう塩分を調整した。飼育水槽にはキシエビが潜伏できるよう4±1 cmの厚さで非汚染サンゴ砂（フロリダ産アラゴナイトサンド）を敷いた。また、飼育中のキシエビの排泄物からの放射性Csの再取り込みを避けるため、飼育水はポンプ付水槽用外部フィルターを用いて濾過し、約1,000 L/hの流速で循環させた。4日毎に飼育水の1/2を交換し、7日毎に水槽内のサンゴ砂を取り出して水道水で洗浄し脱皮殻、糞および残餌等を取り除いた。飼育中は餌として放射性Cs非汚染の中国産冷凍赤虫および中国産アオイソメ（生餌）を投与した。給餌量は飼育中のキシエビ全量（g）の3％程度とした。更に、採集キシエビの消化管内および外皮等に存在すると考えられる現場海域の砂泥を取り除くため、現場海域におけるキシエビ採集日から40日間実験水槽内で飼育した。その後、採集日から40、64、82、102および123日目に放射性Cs計測用サンプルの作製を行った。

キシエビは頭胸甲長と体重を測定後、60℃で72時間乾燥させ、常温デシケータ内に24時間放置した。乾燥重量を測定後、フードプロセッサを用いて粉砕し、U-8容器に入れ重量測定した。U-8容器入りの試料はゲルマニウム半導体検出器（ウェル型）によって放射性セシウム濃度（ $ ^{134} $ Csおよび $ ^{137} $ Cs）計測を行った。測定時間は7-11日間とした。生物学的半減期の推定は、指数関数モデルを用いた。

## 3 )-c 生態系からの拡散

無脊椎動物各種の $ ^{137} $ Cs濃度、採取量および面積から、それぞれの動物門に含まれる $ ^{137} $ Cs量を概算した。またその経時的な変化から無脊椎動物による放射性セシウムの拡散量を推定し、示した。

## 4 ) 魚類による拡散

## 4 )-a 魚類の放射性Cs濃度および生態学的半減期

2012年9月から2014年5月にかけて福島県いわき市沖の2地点（江名と四倉）で刺網および餌料曳網により魚類を採集した。全期間を通じて採種した種数、分析に供した種数を表(1)-6に示す。各魚種から筋肉部を採取し、乾燥後U-8容器に詰め、その $ ^{134}Cs $ と $ ^{137}Cs $ 濃度をGe半導体検出器により計測した。測定時間は7,200秒間とした。結果は湿重量に換算した。
表(1)-6 2012-2014 年にかけて江名・四倉で採集された魚類の種数および分析種数

年	月	総種数 採集（*分析）	2 地点共通 採集（*分析）
2012	9	36 (20)	12 (6)
11	36 (25)	11 (7)
2013	1	39 (25)	18 (5)
5	31 (24)	9 (7)
10	41 (28)	12 (7)
2014	2	30 (24)	10 (10)
5	32 (27)	14 (11)

$ ^{*} $ Ge 半導体検出器で分析可能であった種数を示す。

恒常的に採集された種について、 $ ^{137}Cs $ 濃度の時系列データに対して指数関数モデルを当てはめ、得られたパラメータから実効半減期 $ T_{e} $ および生態学的半減期 $ T_{eco} $ を推定した。さらに、Fishbase データベース（http://www.fishbase.org）から生物・生態学的データ（餌生物種、栄養段階、生息域）を得て、 $ T_{eco} $ への影響について検討した。

## 4 )-b シロメバルの生物学的半減期

シロメバル Sebastes cheni 生体における放射性セシウム（ $ ^{137} $ Cs）の生物学的半減期を推定することを目的として、2013年12月から非汚環境下で飼育し、放射性セシウム濃度とγ線スペクトルを計測した。

実験に用いたシロメバルは、2013年12月に福島県双葉郡富岡町沖の岩礁域（水深20～30m）で釣獲により35個体を採集した。採集した35個体は、直ちに福島県水産試験場に運搬し、体表面にタグを取り付けて識別した後、容量2tの円形水槽に収容した。釣獲から約20日間水槽内で馴致させた後、2-フェノキシエタノールで麻酔処理し、全長、体長、体高、体幅、重量を測定した。その後、個体ごとにプラスチック製密閉容器に収容し、NaIシンチレーションカウンタ（Model: A2730、コンピュータ総合研究所社製）を用いて $ ^{134} $ Csおよび $ ^{137} $ Cs濃度を計測した（図(1)-3）。測定時間は600秒とした。計測後は速やかに麻酔を含まない海水に浸漬し、麻酔から蘇生させた。計測の間隔は約20日とし、2013年12月～2014年12月にかけて計測した。約1年間で23個体（採集した35個体うちの生残数）について、計14回計測した。飼育期間中、放射性物質を含まないナンキョクオキアミが飽食量給餌された。