Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
種全てで検出され、キツネメバル、マコガレイ、ババガレイ、コモンカスベで100 Bq/kgを超えた。2014年2月の魚類の $ ^{137} $ Cs濃度は、江名では12種全てで検出された。中でもシロメバル、ムラソイ、コモンカスベは、比較的高い50-100 Bq/kgの濃度を示した。四倉では、クサウオで検出されず、14種では検出された。オスのコモンカスベで100 Bq/kgを超えた。2014年5月 $ ^{137} $ Cs濃度は、江名ではシログチで検出されず、16種で検出された。シロメバルは、比較的高い50-100 Bq/kgの濃度を示した。四倉ではコモンフグとシログチで検出されず、17種で検出された。キツネメバル、シロメバル、コモンカスベ、ババガレイで比較的高い50-100 Bq/kgの濃度を示した。また全期間を通じて同月の同魚種のCs濃度は、江名よりも1 Fに近い四倉で高い傾向が見られた（表(1)-17）。2012年から2014年にかけて、経時的な濃度の低下が認められ、2014年において100 Bq/kgを超える魚種はコモンカスベとシロメバルとなった。

表(1)-17 2012--2014年に採集された魚類の放射性セシウム（ $ ^{137} $ Cs）濃度

年月	地点	Cs濃度(Bq/kg)	魚種
2012年9月	江名	N.D.	イナダ、ウマツラハギ
≤10	ヒメジ
≤50	マトウダイ、ウミタコ、ヨヨサイフ、ホシサメ、ホホボウ、イシカレイ、マコガレイ、ヒラメ
≤100	ニベ
100<	シロメバル、コモンカスベ
四倉	N.D.	—
≤10	—
≤50	ホシエイ、シヨウサイフグ、ホシザメ、ヒラメ
≤100	マダイ、マコチ、クロウシタ、アカシセラメ、カスサメ、ホホボウ、マコガレイ
100<	コモンカスベ
2012年11月	江名	N.D.	—
≤10	キツネメバル
≤50	ウミタナゴ、アカシタビラメ、トラザメ、ヒラメ
≤100	ニベ、エゾイソアイナメ、メゴチ
100<	カシコ、ムラリイ、双キ、シロハル、アイメ、コモンカスベ
四倉	N.D.	イシガキダイ、カタクチイワシ、マダイ
≤10	ブリ
≤50	ホウボウ、トラザメ、ヒラメ
≤100	メゴチ
100<	ドチサメ、トラフク、ハバガレイ、イシカレイ、キツネメバル、シロハル、アイメ、コモンカスベ
2013年1月	江名	N.D.	シログチ、ニベ
≤10	—
≤50	トラザメ、ウミタナゴ、アカシタビラメ
≤100	アイナメ
100<	キツネメバル、シロメバル、コモンカスベ
四倉	N.D.	タマガンゾウビラメ、マガレイ
≤10	カナガシラ、コモンフグ
≤50	ホシザメ、シヨウサイフグ、ヒガンフグ、ヒラメ、サブロウ
≤100	クロウシノシタ、マゴチ、アカエイ
100＜	キツネメバル、アイナメ、ババガレイ、イシガレイ、コモンカスペ
2013年5月	江名	N.D. ムシガレイ
≤10 マダイ、アブラツノザメ、ヒラメ
≤50 アイナメ、エゾイソアイナメ、ムラソイ、アカシタビラメ
≤100 コモンカスペ
100＜ シロメバル
四倉	N.D. —
≤10 シログチ、シヨウサイフグ、コモンフグ、アンコウ
≤50 アイメ、マガラ、ケムカジカ、アカシセラメ、サブロ、ヒラメ、ホホボウ
≤100 エゾイソアイナメ、ムシガレイ
100＜ キツネメバル、マコガレイ、ババガレイ、コモンカスペ
2013年10月	江名	N.D. ウマツラハキ、ホホボウ
≤10 イサ、ウシタコ、マジ、コモンフグ、ヒラメ、ホシサメ
≤50 アイメ、シログチ、ニヘ
≤100 シロメル、ムラソイ、アカシセラメ、コモンカスペ
100＜ —
四倉	N.D. マトウダイ
≤10 カスサメ、クロウシノタ、コモンフグ、ホホボウ
≤50 エゾイソアイナメ、キツネメル、コブダイ sp.、ホシサメ、アカシセラメ、イシカレイ、ヒラメ、マコチ
≤100 ドチサメ、ヨシキリサメ、ハバガレイ、双キ
100＜ コモンカスペ
2014年2月	江名	N.D. —
≤10 ウミタナゴ、アカエイ、カスザメ
≤50 アイメ、キッネメル、ハバガレイ、アカシセラメ、ヒラメ、ホシサメ、コモンカスペ
≤100 シロメバル、ムラソイ、コモンカスペ大
100＜ —
四倉	N.D. クサウオ
≤10 アカエイ、イシカレイ、マダラ、ヒカソフグ、サブロ
≤50 アイメ、キッネメル、ケムカジカ、マダイ、ヒラメ、マコチ、ムシカレイ
≤100 ババガレイ、コモンカスペ（メス）
100＜ コモンカスペ（オス）
2014年5月	江名	N.D. シログチ
≤10 アブラツルサメ、ウシタコ、コモンフグ、ニヘ、シヨウサイフグ、トラサメ、マジ、マダイ、アカシセラメ、マコチ
≤50 アイメ、スズキ、ハバガレイ、ムラソイ、コモンカスペ
≤100 シロメル
100＜ —
四倉	N.D. コモンフグ、シログチ
≤10 ケムカジカ、シヨウサイフグ、トラサメ、アブラツルサメ、クロウシノタ、ホシサメ
≤50 エゾイソアイナメ、スズキ、アカシセラメ、ヒラメ、マコチ、マダラ、ムシカレイ
≤100 キッネメル、シロメル、コモンカスペ、ハバガレイ
100＜ —
魚類では概ねどの魚種についても $ ^{137} $ Cs濃度の経時的な減少傾向が見られた。生態学的半減期 $ T_{eco} $ は、四倉では計10種について推定され、ホウボウの36日からアカシタビラメの281日まで魚種によるばらつきが大きいものの、200-250日程度の魚種が多い結果となった。濃度の高かったコモンカスベは253日と推定された（表(1)-18）。江名でも計10種について $ T_{eco} $ が推定され、ヒラメの141日からムラソイの483日まで幅があるものの概ね300日程度の魚種が多かった（表(1)-19）。また、 $ T_{eco} $ と海域、生息域、栄養段階について検討したところ、いずれも有意な差や明瞭な関係は認められなかった（図(1)-27）。本研究で採取した海水、海藻および無脊椎動物において海域による濃度勾配（ $ ^{137} $ Cs濃度：四倉＞江名）が見られるにも関わらず、魚類の $ T_{eco} $ に明瞭な影響が見られず、生息域や栄養段階についても同様であることから、海水や餌生物からの $ ^{137} $ Csの移行は2014年の段階では限定的であると考えられた。

表(1)-18 四倉で採集された魚類の生態学的半減期

生息域	魚種	$ T_{eco} $
岩礁	アイナメ	72
キツネメバル	215
ショウサイフグ	204
トラザメ	167
砂浜	コモンカスベ	253
アカシタビラメ	281
ホウボウ	36
ババガレイ	198
イシガレイ	149
クロウシノシタ	240

表(1)-19 江名で採集された魚類の生態学的半減期

生息域	魚種	$ T_{eco} $
岩礁	シロメバル	309
アイナメ	179
キツネメバル	353
ムラソイ	483
ウミタナゴ	298
トラザメ	312
砂浜	コモンカスベ	388
ヒラメ	141
アカシタビラメ	328
ニベ	174
図(1)-27 (a) 海域、(b) 生息域による $ {}^{137}Cs $ の生態学的半減期 $ T_{eco} $ の比較と (c) 栄養段階との関係。

## 4 )-b シロメバルの生物学的半減期

本実験で用いたシロメバルの全長および重量を表(1)-7に示す。雌雄で比較すると、個体数ではオス27個体に対してメス8個体であり、全長の平均(オス:27.8±1.3cm、メス:29.5±2.0cm、P<0.05)、平均重量（オス:374.7±78.4g、メス:657.5±157.6g、P<0.01）ともにメスの方が大きく、オスではサイズ範囲が25.8-31.8cmであるのに対して、メスでは27.2-32.6cmと大型個体に偏っていた。また、実験開始時点の肥満度は、オスで28.8±1.7、メスで30.4±0.6であり、終了時点との差はそれぞれ-0.1、1.9と僅かであった。また、肥満度のみならず全長、重量ともに実験期間中に大きな変化は見られなかった。これら35個体のうち飼育期間を通じて生残した23個体（オス:n=16、メス:n=7）について、高効率NaI(Tl)シンチレータを用いて、これらの生体についての約1年間に渡る $ ^{137}Cs $ 濃度とγ線スペクトルの経時データを得た。1回目の計測における $ ^{137}Cs $ 濃度と全長との関係を見ると、オスでは有意な相関関係が見られた（図(1)-28; $ r_{s}=0.62 $ , P<0.01, n=16）。一方で、メスでは全長が大きいほど $ ^{137}Cs $ 濃度も高い傾向が見られたが、統計的に有意な相関関係は認められなかった（図(1)-28; $ r_{s}=0.57 $ , P=0.13, n=7）。1回目の計測の時点（2013年12月27日）で、1F事故から1000日以上が経過しており、 $ ^{137}Cs $ 濃度と全長との間の相関関係は、この経過日数の間の個体の成長差による希釈の程度の差に起因すると考えられた $ ^{18-19} $ 。すなわち、小型個体では成長の幅が大きく希釈の程度が大きいため濃度が低いのに対し、大型個体では成長の幅が小さいため、小型個体と比べて成長による希釈の程度が小さいため、高い濃度を保持していると考えられた。一方、メスでは $ ^{137}Cs $ 濃度と全長との間に有意な相関関係は見られず（図(1)-28）、実験に供したメス個体が成長の程度が小さい大型個体に偏り $ ^{20} $ 、かつ個体数が少なかったために（表(1)-7）、希釈効果が表面化せず、 $ ^{137}Cs $ 濃度と全長との間に有意性が認められなかった可能性が考えられた。

実験期間を通じた $ {}^{137}Cs $ カウント数は、全ての個体で減少した（図(1)-29）。 $ {}^{137}Cs $ カウント数データから推定した生物学的半減期 $ T_{b} $ （日）は、オスで平均 $ 274\pm34 $ 日（範囲：208-368 日）、メスで $ 280\pm81 $ 日（範囲：220-447 日）であり、両者の間に統計的に有意な差は見られなかった（図(1)-30；
P=0.38）。また、全個体の平均は、 $ 275\pm47 $ 日であった。この値は、これまでに報告されている他の海産魚の $ T_{b} $ （50-100日程度）と比較して約2.8-5.5倍程度と長く $ ^{21-23)} $ 、1F事故以降の福島沿岸のシロメバルで推定された生態学的半減期 $ T_{eco} $ 197日、367日 $ ^{8,16)} $ および前節で示した本種の $ T_{eco} $ 309日と近い値であった。これらの事から、本研究で推定された従来よりも長い $ T_{b} $ は、1F事故以降の福島沿岸における本種の濃度低下が緩やかな要因の1つであると考えられた。

$ T_{b} $ （日）についてのGLMにおけるモデル選択の結果、全ての説明変数を含むモデルが最小AICを示し、ベストモデルとして選択された。しかし、ヌルモデルとの尤度比検定の結果、有意性は全長のみで認められた（ $ \Delta AIC=6.28,\chi^{2}=7.16,P<0.01 $ ，表(1)-20）。推定された全長の係数は正であったことから、全長が大きい個体ほど $ T_{b} $ （日）が長い傾向があることが示された（図(1)-31）。一般的に魚類の代謝は、大型の老齢個体で下がることが知られている $ ^{24-25} $ 。魚類の放射性Cs濃度についても、同様に体サイズの増加（加齢）に伴い低下速度が鈍る事例が報告されており、本研究における $ T_{b} $ （日）に対する全長（cm）の正の影響も体サイズの増加（加齢）に伴う代謝の低下に起因することが考えられた。

$ ^{137}Cs $ カウント数の減少率D（日 $ ^{-1} $ ）についてのGLMにおけるモデル選択の結果、飼育水温のみを含むモデルが最小AICを示し、ベストモデルとして選択された。さらに、尤度比検定で飼育水温は、D（日 $ ^{-1} $ ）に対して有意な影響があると示された（ $ \Delta AIC=4.28,\chi^{2}=6.30,P<0.05 $ ，表(1)-21）。また、推定された飼育水温の係数は正であった。D（日 $ ^{-1} $ ）と飼育水温の経時変化を見ると、実験開始時点（1-3月）の水温は7.9-10.8℃であり、その期間の減少率は0.0012-0.0014（日 $ ^{-1} $ ）と低かった。水温が上昇する7-9月にかけて減少率は0.0041-0.0043（日 $ ^{-1} $ ）に増加した。実験期間を通じた減少率D（日 $ ^{-1} $ ）の変化は水温変化と明瞭に対応していることが示された（図(1)-32）。放射性物質の排出が水温に伴い変化することが報告されている $ ^{26-28} $ 。本研究におけるD（日 $ ^{-1} $ ）と飼育水温との明瞭な対応も、水温に依存した本種個体の代謝の変化に起因すると考えられた。現場海域においても現段階の濃度レベル（5-80 mBq/L）の海水中で生息する魚類が海水から $ ^{137}Cs $ を取込みつづけたとしても極めて微量であり、代謝による減少や成長希釈による濃度の低下と比べ、僅かであることが推察された。

本研究において、 $ T_{b} $ （日）およびD（日 $ ^{-1} $ ）についてのGLMにより、体サイズおよび飼育水温の影響を明らかにした。体サイズ（年齢）および水温を考慮すると、過去の研究で推定された海産魚の $ T_{b} $ （50-100日程度）は、過小評価している可能性があり、1F事故で汚染された魚類の $ ^{137}Cs $ 濃度の低下を説明するには適していないと考えられる。一方で本研究では、これらの過去の研究と比較して大型（5-10歳以上と推察）のシロメバルを用い、環境水温（平均15℃）で1年間飼育して得た値を基に $ T_{b} $ （275±47日）を推定している事から、本種の $ ^{137}Cs $ 濃度の低下を説明する上で妥当な値であると考えられる。
図(1)-28 各実験個体における $ {}^{137} $ Cs 濃度（Bq/kg）と全長（cm）との関係。青いプロットがオス、赤いプロットがメスをそれぞれ示す。

図(1)-29 $ {}^{137}Cs $ カウントデータに当てはめられた減衰曲線の例。

青い実線は大型のオス（>30cm）、青い点線は小型のオス（<27cm）、赤い実線は大型のメス（>30cm）、赤い点線は小型のメス（<27cm）をそれぞれ示す。
図(1)-30 性别による生物学的半減期 $ T_{b} $ （日）の比較。

黒いプロットは生物学的半減期 $ T_{b} $ （日）の平均値、エラーバーは標準偏差をそれぞれ示す。

図(1)-31 各実験個体の生物学的半減期 $ T_{b} $ （日）と全長（cm）との関係。
図(1)-32 $ {}^{137} $ Cs 減少率D（日 $ ^{-1} $ ）と飼育水温（℃）の経時変化

水温データには、スムージングスプライン法により平滑化曲線を当てはめた。

表(1)-20 生物学的半減期 $ T_{b} $ （日）についてのモデル選択とヌルモデルとの尤度比検定結果

AIC: 253.9

選択されたモデル	$ \triangle $ AIC $ ^{\dagger} $	$ \chi^{2} $	P
性別	1.18	2.45	0.116
全長	6.28	7.16	0.007**
$ C_{0} $	2.71	3.77	0.052

$ ^{*} $ ベストモデルとヌルモデルとの AIC の差。 $ * $ *P<0.01

表(1)-21 $ {}^{137} $ Cs 減少率 D（日 $ ^{-1} $ ）についてのモデル選択とヌルモデルとの尤度比検定結果

AIC: -2244.0

選択されたモデル	$ \triangle $ AIC $ ^{\dagger} $	$ \chi^{2} $	P
飼育水温	4.28	6.30	0.012 $ ^{*} $

$ ^{\dagger} $ ベストモデルとヌルモデルとの AIC の差。 $ ^{*}P<0.05 $

## 4 )-d 非汚染魚への環境からの放射性Cs濃度の移行

和歌山県および宮城県から夏季に持ち込まれた11種の魚類の $ ^{137} $ Csは、4-6か月後においてギンザケおよびイシダイで不検出であったが、他の9種類では検出された（表(1)-22）。イシガレイ、シロメバルでは10 Bq/kg以上を示した。このことから、沿岸に生息する魚類は、摂食を通じて放射性Csを体内に取り込んでいることが分かった。しかしながら、約半年間で食物からの汚染は最大で10 Bq/kg程度と言えた。
表(1)-22 非汚染魚への放射性Csの移行

屋外池	底質セシウム濃度:340Bq/kg-Dw
(サンプル採取日:2013年1月7日)
採取点	飼育開始日	魚種	n	134
Cs+Cs
(Bq/kg)
宮城県	2011/7/13	ムラソイ	1	5.6
クロソイ	2	9.1
イシガレイ	2	13.0
マアナゴ	1	7.2
シロメバル	1	13.3
ホウボウ	1	5.8
マコガレイ	1	9.4
ギンザケ	5	N.D.
和歌山県	2011/7/13	メジナ	1	5.2
2011/8/3	マダイ	1	1.6
2011/9/11	イシダイ	1	N.D.

## 5 ) 海域の放射性セシウム量

## 5 )-a 粒子

ボロノイ分割法により、四倉および江名を含む海区⑥、⑧の20m以浅の砂浜、岩礁それぞれの面積を推定した（図(1)-1）。四倉（海区⑥）の海域面積は、岩礁および砂浜が、それぞれ19.4km²および61.8km²であった。江名（海区⑧）は、岩礁および砂浜が、それぞれ25.1km²および61.8km²であった。四倉（海区⑥）および江名（海区⑧）ともに、砂浜の面積が、岩礁に比べ広い。推定された面積に $ ^{137} $ Cs濃度および表層3cmの粒子体積を乗じ、 $ ^{137} $ Cs総堆積量を推定した。2012年5月における四倉（海区⑥）および江名（海区⑧）の $ ^{137} $ Cs総堆積量は、 $ 4.0\times10^{11} $ Bqおよび $ 4.7\times10^{11} $ Bqと推定された。海区⑥および⑧の $ ^{137} $ Cs総堆積量を合計し福島県いわき市沿岸20m以浅の $ ^{137} $ Cs総堆積量を推定すると、 $ 8.7\times10^{11} $ Bqと推定された。同様に推定した2014年1月の $ ^{137} $ Cs総量は、 $ 5.7\times10^{11} $ Bqまで減少していた（表(1)-23）。

表(1)-23 いわき沿岸 20m 以浅における海底堆積粒子中の $ {}^{137}Cs $ 総量 (Bq)

2012年5月	2014年1月
四倉(海区⑥)	江名(海区⑧)	四倉(海区⑥)	江名(海区⑧)
岩礁	6.1×1010	1.6×1011	2.1×1010	8.8×1010
砂浜	3.4.×1011	3.1×1011	2.6×1011	1.9×1011
合計	4.0×1011	4.7×1011	2.8×1011	2.9×1011
## 5 )-b 海藻

単位面積あたりの海藻現存量（kg-wet/km²）は表(1)-2に示す。四倉のアラメ現存量が得られなかったため、江名の現存量と同一とした。また、四倉および江名海区における各種の藻場の面積（km²）は表(1)-3に示す。

海藻群落の $ {}^{137}Cs $ 総量（Bq）を式(9)で求めた。4種とも、経時的な $ {}^{137}Cs $ 濃度の減少にともない、海藻群落の $ {}^{137}Cs $ 総量（Bq）が減少した。また、スガモとアラメの $ {}^{137}Cs $ 濃度の季節変化にともない、 $ {}^{137}Cs $ 総量（Bq）が増減した。2014年5月での $ {}^{137}Cs $ 量は、四倉で $ 1.8 \times 10^{6}Bq $ 、江名で $ 0.64 \times 10^{6}Bq $ であり、両地点合計で $ 2.4 \times 10^{6}Bq $ と推定された。

海藻群落の $ {}^{137}Cs $ 量に P/B 比と流出割合を乗じることで $ {}^{137}Cs $ の流出量を推定した（表(1)-24）。四倉における2年目（2012年5月から2013年5月）の海藻4種の流出量の合計は、9.0×10^{6}Bq、3年目（2013年5月から2014年5月）は1.6×10^{6}Bqとなり、2年間で11×10^{6}Bqと推定された。江名における2年目（2012年5月から2013年5月）の海藻4種の流出量は、16×10^{6}Bq、3年目（2013年5月から2014年5月）は1.2×10^{6}Bqとなり、2年間で17×10^{6}Bqと推定された。両地点の2年間の合計流出量は28×10^{6}Bqと推定された。

$ ^{137} $ Cs の海藻による 2 年間の流出量は四倉 $ 11 \times 10^{6} Bq $ で、江名で $ 17 \times 10^{6} Bq $ と推定された。震災後、2 年目（2012 年 5 月から 2013 年 5 月）と 3 年目（2013 年 5 月から 2014 年 5 月）の流出量を比較すると、海藻各種、両地点で 3 年目は 2 年目から桁が 1 つ小さくなっていた。このことから、今後の海藻による沿岸域からの $ ^{137}Cs $ の流出は次第に減少し、限定的になると言える。また、1 年生種に関して、ワカメのように海水 $ ^{137}Cs $ 濃度（Bq/L）が小さくなれば $ ^{137}Cs $ が検出下限値以下となるものが多くなると考えられ、今後、海藻によって沿岸域から流出する $ ^{137}Cs $ 量は、事故発生当時から現在にかけて生残するスガモやアラメのような多年生種によるものが主となると考えられる。

表(1)-24 海藻による $ {}^{137}Cs $ 流出量

四倉	2012.5-2013.5	2013.5-2014.5	計
スガモ	0.39×10⁶	0.027×10⁶	0.42×10⁶
アラメ	7.4×10⁶	0.34×10⁶	7.7×10⁶
ワカメ	1.2×10⁶	0.082×10⁶	1.3×10⁶
アカモク	-	1.2×10⁶	1.2×10⁶
計	9.0×10⁶	1.6×10⁶	11×10⁶

江名	2012.5-2013.5	2013.5-2014.5	計
スガモ	3.8×10⁶	0.45×10⁶	4.3×10⁶
アラメ	11×10⁶	0.31×10⁶	11×10⁶
ワカメ	0.54×10⁶	0.032×10⁶	0.57×10⁶
アカモク	0.49×10⁶	0.43×10⁶	0.92×10⁶
計	16×10⁶	1.2×10⁶	17×10⁶

## 5 )-c 無脊椎動物

2012年11月における単位面積（ $ 1km^{2} $ ）当たりの無脊椎動物中の $ ^{137}Cs $ 総量（Bq）は、砂浜域では軟体動物門、甲殻亜門および棘皮動物門で、岩礁域では棘皮動物門よび脊索動物門で多かった。
2012年11月における四倉、江名を含む海区⑥（147km²）および⑧（133km²）の無脊椎動物中の $ ^{137} $ Cs 総量（Bq）をもとに、海区⑥における $ ^{137} $ Csの総量は約0.064×10⁶Bq、海区⑧における $ ^{137} $ Cs総量の総量は約3.3×10⁶Bqと推算された。また、2014年5月における海区ごとの無脊椎動物中の $ ^{137} $ Cs総量（Bq）は、海区⑥および⑧でそれぞれ約0.077×10⁶Bqおよび0.074×10⁶Bqであった（表(1)-25）。

表(1)-25 海区毎の砂浜・岩礁における無脊椎動物中の $ ^{137} $ Cs総量（× $ 10^{6} $ Bq）

四倉砂浜域	2012年9月	2012年11月	2013年1月	2013年5月	2013年10月	2014年2月	2014年5月
海綿動物門	0.028
刺胞動物門	0.008
軟体動物門	0.030	0.026	0.015	0.006
環形動物門	0.004
甲殼亜門	0.250	0.028	0.130	0.002	0.011	0.042	0.009
棘皮動物門	0.016	1.500	0.018	0.005	0.048	0.060
脊索動物門
無脊椎合計	0.296	0.054	1.700	0.034	0.015	0.097	0.069
四倉岩礁域
海綿動物門
刺胞動物門
軟体動物門	0.002	0.003	0.0002
環形動物門
甲殼亜門
棘皮動物門	0.006	0.018	0.003	0.018	0.0082
脊索動物門	0.004
無脊椎合計	0.010	0.020	0.003	0.003	0.018	0.0084
江名砂浜域
海綿動物門
刺胞動物門
軟体動物門
環形動物門
甲殼亜門	0.110	0.021	0.009	0.067	0.043
棘皮動物門	0.016	3.100	0.043	0.020	0.025
脊索動物門	0
無脊椎合計	0.130	3.100	0.043	0.009	0.087	0.068
江名岩礁域
海綿動物門	0.002
刺胞動物門
軟体動物門	0.002	0.002	0.001
環形動物門
甲殼亜門
棘皮動物門	0.091	0.018	0.003	0.005	0.013	0.007
脊索動物門
無脊椎合計	0.095	0.020	0.003	0.005	0.014	0.007
## 5 )-d 魚類

2013 年 5 月から 2014 年 5 月にかけて海区⑥岩礁での現存量は、16.7 から 35.6 t と約 2.1 倍増加し、砂浜では 1077.9 から 764.9 t に推移していた。砂浜の現存量は岩礁の数倍から数 10 倍のオーダーであると見積もられた。2014 年の海区⑥の魚類の $ {}^{137}Cs $ 総量は、2013 年と比べて岩礁ではやや増加した。砂浜では、2013 年の $ 5.1 \times 10^{7}Bq $ から 2014 年の $ 2.5 \times 10^{7}Bq $ に半減した（図(1)-33）。それぞれの生息域で優占する魚種の組成は異なった。岩礁ではアイナメとキツネメバルが恒常的に採集されていた。分布水深帯が広く、移動が大きいと考えられるマダラ（2013 年 5 月）とスズキ（2014 年 5 月）が一時的に大量に採集され、 $ {}^{137}Cs $ 総量の増加に寄与した。砂浜ではコモンカスベの現存量が多く、ついでヒラメ、カレイ類となっており、1 年間で種組成に大きな変化は見られなかった。コモンカスベについては現存量の経年変化が僅かであるにも関わらず、 $ {}^{137}Cs $ 総量は半減しており、代謝等による $ {}^{137}Cs $ 濃度の低下によると考えられた。

同期間の海区⑧において、岩礁での現存量は、42.9から156.6 tと約3.7倍増加し、砂浜では906.9から196.9 tへ減少した。岩礁域の魚類の $ ^{137}Cs $ 総量は $ 2.6\times10^{6} $ から $ 2.3\times10^{6}Bq $ とやや減少していた（図(1)-34）。砂浜の $ ^{137}Cs $ 総量は岩礁よりも多く見積もられた。その量は2013年の $ 16.9\times10^{6} $ から2014年の $ 1.4\times10^{6}Bq $ に著しく減少した。魚種の組成は、岩礁ではシロメバル、アイナメ、砂浜ではコモンカスベやサメ類が優占していたが、2014年の砂浜ではサメ類がほとんど採集されず、総量の減少に寄与した。

これらの結果から、海区⑥、⑧ともに $ ^{137} $ Cs総量が見積もられ、特に海区⑥の砂浜では総量の半減にコモンカスベ等魚類の代謝による減衰が寄与していると推察された。一方で、スズキ、マダラ、サメ類など移動が比較的大きいことが想定される魚種の寄与は少なくないと考えられた。

図(1)-33 海区⑥の岩礁および砂浜における魚類の $ {}^{137}Cs $ 総量（Bq）。 岩礁 ■：アイナメ、■：キツネメバル、■：マダラ、☑：スズキ、☐：その他。 砂浜 ■：コモンカスベ、■：カレイ類、■：ヒラメ、☐：その他。
図(1)-34 海区⑧の岩礁および砂浜における魚類の $ ^{137} $ Cs 総量（Bq）。 岩礁 ■：シロメバル、■：アイナメ、□：その他。 砂浜 ■：コモンカスベ、■：サメ類、□：その他。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

各種海洋生物の放射性 Cs 濃度の経時的な変化を調べることにより、多種について生態学的半減期を推定した。またこれまでに計測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、その原因が魚種の代謝排出が遅いことに起因することを明らかにした。生態系内における放射性 Cs 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 Cs 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。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。

## （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Cs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Cs濃度の高い魚種の生物学的半減期の結果から、濃度低下に長い時間が必要であることを示された。

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Cs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の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。

## 6 ．国際共同研究等の状況

直接的な国際共同研究になっていないが、フランス放射線防護原子力安全研究所（IRSN）のCharmasson氏およびThebault氏と連携、連絡を取り、情報交換を行った。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1) H. ARAKAWA, 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.

## <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）荒川久幸：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、44,2,11-15.2015.

## （2） 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) H. ARAKAWA, 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) H. MYOUSE, 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) 重岡柚、松本陽、守岡良晃、荒川久幸：日仏海洋学会（2015）「いわき市沿岸の海藻および海草に含まれる放射性銀(110m-Ag)」

15) 樋口謙、松本陽、守岡良晃、荒川久幸：日仏海洋学会（2015）「高効率NaI(Tl)シンチレータを用いた曳航型放射性Csセンサー(S-RAM)の開発」

## （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) 福島県漁業協同組合長会議（2012年11月26日）

2) 野生動植物への放射線影響に関する意見交換会（2013年3月23日）

3) 海洋大が測った福島の海（2013年11月3日、東京海洋大学楽水会館、観客100名）

4) 漁業者説明会（2013年6月29日、福島県いわき採鮑組合、観客10名）

5) 漁業者説明会（2013年8月5日、福島県水産試験場、観客30名）

6) 野生動植物への放射線影響に関する意見交換会（2014年3月23日）「沿岸生態系における放射性物質の拡散過程の解明に関する研究 - 海産魚類の生態学的半減期-」

7) 漁業者報告会（2014年5月30日、福島県水産試験場、観客30名）
8) 福島の海プロジェクト2014-福島の漁業再開に向けての歩み-（2014年11月2日、東京海洋大学楽水会館、観客100名）

9) 漁業者説明会（2014年12月25日、福島県いわき市中央公民館、観客15名）

10) 野生動植物への放射線影響に関する意見交換会（2015年2月19日、LMJ東京研修センター会議室、観客100名）

## （５）マスコミ等への公表・報道等

1）朝日新聞（2013年3月3日，全国版，3頁）

2）朝日新聞（2013年3月5日，全国版，3頁）

3) NHKニュース9（2013年10月18日、いわきでの魚類の調査について5分ほど紹介）

4) 朝日新聞（2013年8月11日、全国版、2頁）

5) 福島民友新聞（2015年2月20日）

## (6) その他

特に記載すべき事項はない。

### 8 \. 引用文献

1) 神田穣太 (2014): 福島沿岸海域におけるセシウム 137 収支と生態系移行, 日本原子力学会誌, 56, 24-28.

2) OTOSAKA S., KOBAYASHI T. (2013): Sedimentation and remobilization of radiocesium in the coastal area of Ibaraki, 70 km south of the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant, Environ. Monit. Assess., 185, 5419-5433.

3) 中尾淳 (2012): セシウムの土壌吸着と固定, 学術の動向, 2012-10, 40-45.

4) 丸山康樹，五十嵐由雄，石川雄介，川崎保夫 (1988): 電源立地地点のも場造成技術の開発 第8報—アマモ場造成適地の砂地盤安定度の推定方法—，電力中央研究所報告，U87069, 24.

5) 菅原輝男, 山本正昭 (1978): 規則波の浅水変形計算モデル, 農業土木試験場技法, 20, 1-22.

6) 岩垣雄一 (1956): 限界掃流力に関する基礎研究 (I), 限界掃流力の流体力学的研究, 土木学会論文集, 41, 1-21.

7) 芦田和男, 道上正規 (1972): 移動床流れの抵抗と掃流漂砂量に関する基礎的研究, 土木学会論文報告書, 206, 59-65.

8) IWATA K., TAGAMIi K., UCHIDA S. (2013): Ecological Half-Lives of Radiocesium in 16 Species in Marine Biota after the TEPCO's Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant Accident. Environ. Sci. Tech., 47, 7696-7703.

9) JONSSON B., FORSETH T., UGEDAL O. (1999): Chernobyl radioactivity persists in fish. Nature, 400, 417-418.

10) 藤田恒雄, 鈴木章一, 佐々木恵一 (2003): I 磯根資源調査 3 永崎地先での藻場分布調査, 藻場回復試験. 福島県水産試験場事業報告書, 17-18.

11) 寺脇利信 (1986): 三浦半島小田和湾におけるアカモクの生長と成熟, 水産増殖, 33,
177-181.

12) 三浦信昭, 中林信康 (2003): 地域特産藻類増養殖技術開発研究 (ホンダワラ・アカモク・エゴノリ). 秋田県水産振興センター事業報告書, 235-240.

13) 飯泉仁 (2003): 大型海藻類は二酸化炭素の吸収にどれだけ役にたっているか, 日本海区水産試験研究連絡ニュース, 401, 5-7.

14) 伊藤靖, 中野喜央, 井上清和, 横山純 (2007): ホンダワラ類藻場における炭素固定について考え方と試算-, 海藻資源, 17, 32-39.

15) 森林総合研究所 (2004): 森林、海洋などにおける $ CO_{2} $ 収支の評価の高度化、pp161.

16) WADA, T., NEMOTO, Y., SHIMAMURA, S., FUJITA, T., MIZUNO, T., SOHTOME, T., KAMIYAMA, K., MORITA, T., IGARASHI, S. (2013): Effects of the nuclear disaster on marine products in Fukushima. J. Environ. Radioact. 124, 246-254.

17) 松野進, 安部譲, 木村博 (2003): 小型エビ類の加入機構の解明に関する研究-Ⅲ, 平成 14 年度山口県水産研究センター事業報告, 138-146.

18) THOMANN, R. V. (1981): Equilibrium model of fate of microcontaminants in diverse aquatic food chains. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 38, 280-296.

19) VIVES I. B. J., WILSON, R. C., MCDONALD, P. (2007): Allometric methodology for the calculation of biokinetic parameters for marine biota. Sci. Total Environ. 388, 256-269.

20) 根本芳春, 石田敏則 (2006): 福島県沿岸におけるメバルの生態および資源解析. 福島水試研報, 13, 63-76.

21) BAPTIST, J. P., PRICE, T. J. (1962): Accumulation and retention of cesium $ ^{137} $ by marine fishes. In: Fish and Wildlife Service, Superintendent of Documents, US Govt.

22）石川雄介，鈴木譲，笠松不二男，長屋裕，篠田芳晴，中村良一，中原元和(2003): スズキLateolabrax japonicusの放射性核種 $ ^{137} $ Cs蓄積に対する塩分の影響—RIトレーサーを用いた餌料経由の $ ^{137} $ Cs蓄積に関する実験的研究—. 海生研研報, 5, 27-34.

23) ZHAO, X., WANG, W., YU, K., LAM, P. (2001): Biomagnification of radiocesium in a marine piscivorous fish. Mar. Ecol. Prog. Ser. 222, 227-237.

24) BROWN, J. H. (2004): Toward a metabolic theory of ecology. Ecology 85, 1771-1789.

25) DOI, H., CHERIF, M., IWABUCHI, T., KATANO, I., STEGEN, J. C., STIEBEL, M. (2010): Integrating elements and energy through the metabolic dependencies of gross growth efficiency and the threshold elemental ratio. Oikos 119, 752-765.

26) MAILHOT, H., PETERS, R. H., CORMETT, R. J. (1989): The biological half-time of radioactive Cs in poikilothermic and homeothermic animals. Health Phys. 56, 473-484.

27) UGEDAL, O., JONSSON, B., NJASTAD, O., NAEUMANN, R. (1992): Effects of temperature and body size on radiocaesium retention in brown trout, Salmo trutta. Freshwat. Biol. 28, 165-171.

28) DOI, H., TAKAHARA, T., TANAKA, K. (2012): Trophic position and metabolic rate predict the long-term decay process of radioactive cesium in fish: A meta-analysis. PLoS One 7, e29295
## （２）相馬市沿岸生態系における拡散

国立大学法人 東北大学

大学院農学研究科 吾妻 行雄

大学院農学研究科 片山 知史

大学院農学研究科 青木 優和

平成24～26年度累計予算額：16,278千円（うち、平成26年度予算額：2,219千円）

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、3つのサブテーマで構成した。サブテーマ(2)では1Fの北方の相馬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生物種の放射性物質濃度、その半減期および窒素・炭素安定同位体比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。

1Fに近い磯部における海水および海底粒子の放射性Cs濃度は新地より高かった。新地では地蔵川の河口の海底粒子の濃度が著しく高かった。海藻および無脊椎動物で1Fに近い磯部で放射性Cs濃度は高かった。海藻では紅藻ユカリと緑藻ハイミルモドキ、無脊椎動物では、ホヤ、カイメン、ハネガヤなどのいずれも海底面あるいは海底直上に生活する濾過食の種で高い濾度を示した。魚類では、ヒラメ、スズキ、コモンカスベなどの底生魚で高い濾度を示した。このことはいわき沿岸と同様であった。

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。魚種間、個体間のセシウム濃度と個体の分布や摂食履歴との関連は見られなかった。

## [キーワード]

放射性物質、沿岸生態系、移行、福島第一原子力発電所、相馬沿岸

### 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（1 F）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、放出
海域より北方の観測データや、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、福島県相馬市（福島第一原発から北方50km）に定線を設定する。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（サブテーマ(2)）では、各生物種の放射性物質濃度分析と安定同位体比分析による捕食被食関係把握を実施し、それらの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。

研究項目は以下のとおりである。

サブテーマ(2) 相馬市沿岸生態系における拡散

(2)-1) 海藻·無脊椎動物

(2)-2) 魚類（耳石 Sr を含む）

(2)-3) 安定同位体比分析

## 3 ．研究開発方法

## 1 ) 海藻・無脊椎動物

2012 年 10 月 16 日に相馬市原釜の Sta.1(水深 5.7 m)と Sta.2(7.4 m)、2013 年 6 月 5 日に相馬市磯部の Sta.1(3.5 m)と Sta.2(5.0 m)、ならびに 2012 年 8 月 29 日と 2013 年 8 月 9 日に新地町の Sta.1(4.7 m)、Sta.2(2.9 m)、Sta.3(4.4 m)において海藻と底生無脊椎動物を可能な限り多種類を採集した(図(2)-1)。また、2012 年は海底で捕虫網（目合 1 mm）を用いてアミ類を採集した。2014 年 7 月 29 日は新地町の Sta.3 において、過去 2 年でセシウム濃度が高かった固着性の脊索動物、刺胞動物、海綿動物ならびに紅藻類を選択的に採集した。また、2013 年と 2014 年は、各地点で海底直上の海水をポリエチレン製の折りたたみ式タンクを用いて 20 L 採取した。さらに、各地点 3 ケ所において、海底の砂泥を園芸用のプラスチック製土すくいを用いて幅 7 cm、海底表面から深さ 3 cm、磯部では長さ 60 cm、新地では長さ 30 cm を採取し、チャック付ビニール袋（ジップロック、旭化成）に収容して冷凍宅配便にて東京海洋大学へ搬送した(図(2)-2)。これらサンプルの $ {}^{134+137} $ Cs 濃度と炭素・窒素の安定同位体比を調べた。2012 年に採集した原釜については放射性 Cs 濃度を湿重量換算でのみ示した。

## 2 ) 魚類（耳石 Sr を含む）

2012 年 9 月 4 日に新地沖（Sta.1）および 11 月 6 日に原釜沖（Sta.2）において、2013 年 5 月 23 日に新地沖（Sta.1）および 7 月 10 日に原釜沖（Sta.2）において、水深 10 m および 20 m の 2 箇所各々で、目合 13.5-15.0 cm の刺網を 5 反ずつ設置（一晩）し、漁獲物を全量採集した（大量のカニ
類が羅網したので、それらは一部を採集）。全長、体重を測定し、放射能測定用の筋肉サンプル、Sr測定用の耳石サンプルを得た。耳石については、横断切片を作製し、波長分散型EPMAによって、耳石中央部から縁辺にかけて10μm間隔で測定した。また同標本耳石薄片の年輪構造を観察し、年齢査定および各年輪構造の形成年を推定した。

図2-1 調査海域定点。

図(2)-2 海水採集用ポリエチレン製折りたたみ式タンクおよび砂泥採集用プラスチック製土すくいとチャック式ビニール袋。

## 3 ）安定同位体比分析

魚類およびベントスについては、基本的に筋肉サンプルを採取した。海藻や小型のベントスについては、ゴミや砂等を洗浄した後、60℃で一晩乾燥後に粉末化して、アセトンにより脱脂して試料とした。炭素・窒素安定同位体比は、質量分析計（Finnigan社製MATDELTA Plus）により個体別に測定した。炭素・窒素安定同位体比（δ13C・δ15N）は、以下の式により標準試料からの相対千分率で示した。

ここで，Rは13C/12Cあるいは15N/14Nである。標準試料は，δ13CはPee Dee Belemnite（PDB），δ15Nは大気中の窒素を用いた。
## 4 ．結果及び考察

## (2) 相馬市沿岸生態系における拡散

## 1 ) 海藻・無脊椎動物

海底直上の海水中の放射性 Cs は 2013 年は新地で 0.007-0.008 Bq/L に対して、磯部で 0.023-0.024 Bq/L と高かった。2014 年の新地の Sta.3 においては 0.011 Bq/L であり、いずれも低濃度であった（表(2)-1）。これに対して、海底に堆積した砂泥の Cs 濃度（乾燥）は、磯部の Sta.1 で 40-63 Bq/kg、Sta.2 では 5.8 Bq/kg と低かった。新地でも Sta.1, 2 では 13 Bq/kg 以下であった。しかし、Sta.3 では 140-410 Bq/kg と高い濃度を示した。Sta.3 では 2014 年においても 50-250 Bq/kg の高い濃度がみとめられた（表(2)-2）。Sta.3 は地蔵川の河口域に近接していることから高いセシウム濃度は河川からの流入によると考えられる。

原釜では海藻5種、動物12種の $ ^{134+137}Cs $ 濃度を調べた。海藻はほぼ10 Bq/kg以下であり、動物では濾過食である刺胞動物門ハネガヤ科が30.8 Bq/kgと最も高かった(図(2)-3)。肉食動物であるカニ類、ヒトデ類はイシガニを除いてセシウムは検出されなかった。植食動物では腹足綱のコシダカガンガラで20 Bq/kg前後の値が検出されたのに対して、エゾアワビでは検出されなかった。キタムラサキウニの検出値には個体差がみとめられた。産卵前後の生殖巣の量に影響されているのかもしれない。

表(2)-1 海底直上の海水中のCs濃度

場所	年月日	St.	Cs-134 (Bq/L)	Cs-137 (Bq/L)	Total
磯部	2013.6.5	1	0.0070±0.00041	0.0160±0.00037	0.0230
2	0.0079±0.00040	0.0160±0.00036	0.0239
新地	2013.8.9	1	0.0021±0.00032	0.0058±0.00026	0.0079
2	0.0018±0.00031	0.0055±0.00025	0.0073
3	0.0020±0.00032	0.0058±0.00025	0.0078
2014.7.29	3	0.0023±0.00031	0.00870±0.00028	0.0110

磯部では海藻10種、動物16種の放射性Cs濃度（134と137の合計値）を調べた。海藻の $ ^{134+137}Cs $ 濃度は紅藻ユカリで10 Bq/kg以上（乾燥で約80 Bq/kg）であり、検出された他の紅藻とアミジグサ科の小型褐藻では5 Bq未満であった。それ以外の紅藻（フダラク、ヒジリメン）、大型褐藻のウルシグサ、ワカメ、アラメならびに海草のスガモでは検出下限値未満であった。底生無脊椎動物のセシウム濃度は海綿動物門尋常海綿綱で湿重量当たり最高で31 Bq/kg（乾燥100 Bq）が検出された。キタムラサキウニの一部とイシガニでは低濃度であった。肉食性巻貝のレイシガイ、ヒメエゾボラ、植食性のエゾアワビ、肉食性のヒトデ類では検出されなかった(図(2)-4)。
表(2)-2 海底に堆積した砂泥のCs濃度 (Cs-134, 137の合計値、Bq/kg dw)

場所	年月日	St.	sample no.	Cs Total
磯部	2013.6.5	1	1	53
2	40
3	63
2	1	5.8
新地	2013.8.9	1	1	ND
2	10
3	6.7
2	1	13
2	5.3
3	1	140
2	410
3	260
2014.7.29	3	1	50
2	130
3	250

図(2)-3 原釜における海藻と底生無脊椎動物のCs濃度(134と137の合計値、Bq/kg ww)。 $ ^{*} $ 1と $ ^{*} $ 2は、それぞれ殻径50 mm以上および50 mm未満を示す。2012年10月16日。