Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図(1)-3 NaI シンチレーションカウンタによる放射性セシウム計測の模式。 赤い点線は NaI 結晶の検出部を示す。

表(1)-7 採集されたシロメバル Sebastes cheni の個体数、サイズおよび肥満度。 △, ▼: 実験開始時点の初期値と終了時点の値との差分（増加または減少）。

オス	メス
採集個体数 (生残個体数) *	27(16)	8(7)
全長 (cm)	平均 (SD)	27.8 (1.3)	29.5 (2.0)
範囲	25.8-31.8	27.2-32.6
標準体長 (cm)	平均 (SD)	23.4 (1.3)	24.9 (1.8)
範囲	22.0-27.0	22.5-27.6
重量 (g)	平均 (SD)	374.7 (78.4)	657.5 (157.6)
範囲	303-643	500-868
肥満度	平均 (SD)†	28.8 (1.7)	30.4 (0.6)
差分‡	▼-0.1ns	△1.9ns

*約１年の実験期間を通じて生残した個体数。

$ ^{\dagger} $ 実験開始時点の肥満度（初期値）。 $ ^{\ddagger} $ 肥満度の初期値と終了時点の値との差分。
採集時点の全長、体重、肥満度および性別を表(1)-7 に示す。オスでは少なくとも 5-10 歳程度、メスでは 6-10 歳以上の個体であると推察され、肥満度 CF は、以下の式(11)により実験開始および終了時点の重量 W（g）と標準体長 SL（cm）の値を用いて算出した。

$$ CF=W/SL^{3}\times10^{3}\quad\quad\quad\quad\quad\cdots\cdots(11) $$

放射性セシウムのみならず、魚類に含まれる様々な残留性有機汚染物質（POPs）は、成長等による体サイズの増加により見かけ上、低下する事例が知られており（成長希釈）、本実験期間中においても個体の重量が変化することが想定された。この成長希釈の影響を軽減するため、生物学的半減期の推定にはγ線スペクトルのうち $ ^{137}Cs $ エネルギー領域のカウント数を用いた。 $ ^{137}Cs $ エネルギー領域は、604.7 keVの $ ^{134}Cs $ のピークに起因するノイズを考慮し、 $ ^{137}Cs $ のエネルギーピークである661.7 keVから高エネルギー側の720 keVまでとした（図(1)-4）。この領域の600秒間のカウント数を生物学的半減期の推定に用いた。個体ごとのカウント数の時系列データに対して、非線形最小自乗法により式(12)の指数関数モデルを当てはめ、パラメータ $ C_{0} $ および $ \lambda $ を推定した。

$$ C=C_{0}e^{(-\lambda t)}\quad\cdots\cdots(12) $$

ここで、Cは飼育日数tでの $ ^{137}Cs $ 領域のカウント数、 $ C_{0} $ は飼育開始時点での $ ^{137}Cs $ 領域のカウント数、 $ \lambda $ は減衰係数をそれぞれ示す。得られた $ \lambda $ を用いて式(13)により、実効半減期 $ T_{e} $ を求め、さらに式(14)により、実効半減期 $ T_{e} $ から $ ^{137}Cs $ の物理学的半減期分 $ T_{p} $ を差し引いて、生物学的半減期 $ T_{b} $ （日）を求めた。

$$ \begin{aligned}&T_{\mathrm{e}}=\ln\quad2/\lambda\quad&\cdots\cdots(13)\\&1/T_{\mathrm{b}}=1/T_{\mathrm{e}}-1/T_{\mathrm{p}}\quad&\cdots\cdots(14)\\ \end{aligned} $$

図(1)-4 NaI(Tl)シンチレーションカウンタで計測されたγ線スペクトルの例。赤枠は解析に用いた $ ^{137} $ Csエネルギー領域（661.7-720 keV）を示す。
NaIで計測された $ ^{137} $ Cs濃度と全長との関係は、Spearman rank correlationsにより検討した。生物学的半減期 $ T_{b} $ （日）の雌雄差は、Mann-Whitney's U-testにより有意水準5%で比較した。 $ T_{b} $ （日）に対する性別、全長および実験開始時点の $ ^{137} $ Csカウント数 $ C_{0} $ との関係は、一般化線形モデル（GLM）を用いたモデル選択により検討した。目的変数である $ T_{b} $ には、ガンマ分布を仮定した。同様に、 $ ^{137} $ Cs領域のカウント数の減少率の経時変化に対する性別、全長、飼育水温および海水中の $ ^{137} $ Cs濃度の影響もGLMを用いたモデル選択により検証した。目的変数として式(15)により、各計測間の $ ^{137} $ Csカウント数の減少率D（日 $ ^{-1} $ ）を算出し、正規分布を仮定した。

$$ D=(C_{n}-C_{n+1})/C_{n}(d_{n}-d_{n+1})\quad\cdots\cdots(15) $$

ここで、 $ C_{n} $ と $ C_{n+1} $ はそれぞれn回目と $ n+1 $ 回目に計測した $ ^{137}Cs $ カウント数、 $ d_{n} $ と $ d_{n+1} $ はそれぞれ1回目の計測を0日とした時のn回目と $ n+1 $ 回目の経過日数を示す。説明変数として各個体の性別、全長、各計測間の飼育水温の平均値を用いた。飼育水温は、平日の毎朝9時に飼育水槽において0.1℃単位で計測した。計測には、校正済みのデジタルハンディ温度計（CHINO社製、MC1000-000）を用いた。更に、海水中の $ ^{137}Cs $ 濃度については、原子力規制委員会が公表している「福島県・宮城県・茨城県周辺の海水のモニタリング」データのうち、飼育を行った福島県水産試験場に最も近い小名浜沖南3kmの沖合（Sta.T-18）で本研究の飼育期間と同様の2013年12月から2014年12月に採水・計測された海水の $ ^{137}Cs $ 濃度（5.1-80mBq/L）データを用いた（http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/list/349/list-1.html）。モデル選択にはAIC（赤池情報量基準）を用い、最も低いAICを示したモデルをベストモデルとした。ベストモデルに対して、各説明変数を除いたヌルモデルを作成し、両者の尤度比検定を行うことで各説明変数の有意性を検討した。

## 4 )-c 非汚染魚への環境からの放射性Cs濃度の移行

2012年7月～2013年1月にかけて、アクアマリンふくしまの屋外池に数種の魚類を放射性セシウム汚染のない海域から運び込み、放流した。数か月後、採取し、その魚体の放射性Cs濃度を計測した。屋外池の底質の放射性Cs濃度は340 Bq/kgであった。

## 4 )-d 生態系からの拡散

福島県が設定した海区⑥（四倉含む50m以浅の海域）および⑧（江名含む50m以浅の海域）の岩礁と砂浜の計4区画について推定した面積を基に（図(1)-1）、以下の式により魚類の現存量の算出を試みた。

$$ 各魚種 \emptyset 現存量 B= 生息数 N\times 平均重量 W\quad\cdots\cdots(16) $$

生息数 N は、本研究における採集時の密度 (inds./km²) に生息域 (岩礁または砂浜) の面積 (km²) を乗じて算出した。ただし魚類の分布は一様ではなく、水深帯も魚種ごとに異なるため、Wada et al.(2013) $ ^{16} $ の試料採集水深（平均、最小および最大）を参照し、分布確率に正規分布を仮定した。本研究では、採集時の水深帯と密度をこの正規分布で補正した（図(1)-5）。さらに得られた各魚種の現存量 B に平均 $ {}^{137}Cs $ 濃度を乗じて各魚種の $ {}^{137}Cs $ 総量を算出した。海区⑥および⑧の岩礁および砂浜における 2013 年 5 月から 2014 年 5 月の経年変化から、 $ {}^{137}Cs $ 総量の推移を評価した。

$$ 各魚種 \emptyset\mathsf{C}\mathsf{s} 総量 \mathsf{A}= 現存量 \mathsf{B}\times 平均 \mathsf{C}\mathsf{s} 濃度 \mathsf{C} $$
図(1)-5 いわき市沿岸における岩礁および砂浜の面積と各魚種の密度推定における補正方法。 海区⑥は本研究における四倉を含み、⑧は江名を含む。正規分布の赤い斜線の領域が各魚種（例：コモンカスベ、ヒラメ、シロメバル）の0-50 mまでの分布確率、黒いバーは刺網または餌料曳網における水深帯を示す。

## 4 ．結果及び考察

## (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

## 1 )-a 海水および海底粒子の放射性Cs濃度

いわき沿岸の海水の放射性 Cs 濃度を図(1)-6 に示す。海水の $ {}^{137} $ Cs 濃度は四倉と江名で良く対応している。濃度は四倉でわずかに高い傾向が見られる。観測結果●は、TEPCO の公表データともよく対応していた。経時的にみると 2011 年 3 月から 2012 年 3 月にかけて急激に低下した以降は、緩やかな低下傾向が見て取れる。
図(1)-6 海水の $ {}^{137}Cs $ の経時変化。

・；本調査結果、○；TEPCO 公表データ。

海底堆積粒子の $ {}^{134}Cs $ 濃度および $ {}^{137}Cs $ 濃度の経時変化を図(1)-7 に示す。2012 年 5 月、四倉、江名岩礁、江名砂浜の $ {}^{134}Cs $ 濃度および $ {}^{137}Cs $ 濃度は、それぞれ 60.4 Bq/kg、122 Bq/kg、101 Bq/kg および 88.5 Bq/kg、186 Bq/kg、147 Bq/kg であった。いずれの場所でも経時的に減少傾向にあり、2014 年 1 月の四倉、江名岩礁、および江名砂浜での濃度はそれぞれ $ {}^{134}Cs $ で 13.0 Bq/kg、34.5 Bq/kg、38.7 Bq/kg および $ {}^{137}Cs $ で 30.7 Bq/kg、89.0 Bq/kg、91.9 Bq/kg であった。 $ {}^{134}Cs $ の物理学的半減期は、2.1 年で $ {}^{137}Cs $ の 30.2 年と比べ短いため、物理的な減少過程が環境や生物的な過程より大きく影響すると考えられるため、これ以降の解析では、物理学的半減期が長い $ {}^{137}Cs $ のみを対象とした。

この期間の海底堆積粒子の $ {}^{137}Cs $ 濃度は四倉で 27.0～92.5 Bq/kg の範囲であり、経時的に有意（Spearman's rank correlation, r=-0.83, P<0.01）な減少傾向がみられた。江名岩礁における $ {}^{137}Cs $
濃度は、82.7～200.0 Bq/kg の範囲であり、有意（r=-0.50, P<0.05）に減少した。江名砂浜における $ {}^{137}Cs $ 濃度は、55.6～464.0 Bq/kg であり大きな変動がみられ、有意な減少傾向は確認できなかった（r=-0.35, P=0.14）。

## 1 )-b 滞留半减期

有意な減少傾向が確認された四倉および江名岩礁について滞留半減期を推定した。滞留半減期は四倉で460.9日、江名岩礁で864.9日であった。これらの滞留半減期が $ ^{137} $ Csの物理学的半減期である30.2年と比べて、短いことから海底堆積粒子は、波等の外力を受け、拡散していると考えられる。

2012年5月-2014年5月における、粒径クラス毎の $ ^{137} $ Cs濃度を示す（図(1)-8）。すべての粒径クラス群の平均値の差を、Steel-Dwassの多重比較検定により解析した。四倉の $ ^{137} $ Cs濃度では、粒径クラス125-500μmが500μm以上のクラスよりも有意に高い傾向がみられた（図(1)-8a）。江名岩礁の $ ^{137} $ Cs濃度は、粒径クラス250-500μmが他の粒径クラスよりも有意に高く、江名砂浜では粒径250-500μmは他の粒径に対して高かった。

粒径クラス別の $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化を示す（図(1)-9）。また、経時変化の傾向を、Spermanの順位相関係数検定により調べた（表(1)-8）。四倉は、粒径125-250μmおよび500-2000μmの粒径クラスで有意な負の相関（125-250:500-2000μm:P<0.01）、すなわち経時的な $ ^{137} $ Cs濃度の減少が確認されたが、250-500μmでは有意性は見られなかった。江名岩礁は、粒径クラス125-250μm、250-500μmで有意な $ ^{137} $ Cs濃度の減少が確認された（125-250μm:P<0.05,250-500μm:P<0.01）。しかし、<125μmおよび500-2000μmの $ ^{137} $ Cs濃度は、減少傾向が確認できなかった。江名砂浜は、粒径250-500μm、500-2000μmで有意な $ ^{137} $ Cs濃度の減少が確認されなかったが、それ以外の粒径クラスでは減少傾向が見られた（<125,125-250μm:P<0.01）。

有意な減少傾向が確認された粒径クラスについては、滞留半減期を推定した（表(1)-9）。四倉では、125-250 μm の滞留半減期が短く、354.5 日であった。江名岩礁の滞留半減期は、250-500 μm で 524.9 日で。江名砂浜の滞留半減期は、<125 μm で 162.8 日となった。地点間の比較は難しいが、粒径 125-250 μm では江名岩礁の滞留半減期が最も長かった。つまり、 $ ^{137} $ Cs 濃度の減少は、粒径クラスにより大きく異なるが、粒径クラスと滞留半減期に明瞭な関係性はみられなかった。

## 1 )-c 存在形態別 $ {}^{137}Cs $ 濃度

江名岩礁の海底堆積粒子に対し、$\mathrm{CH_{3}COONH_{4}}$ 水溶液および$\mathrm{H_{2}O_{2}}$ 処理を行い、イオン交換態、有機物結合態、粒子結合態の$^{137}\mathrm{Cs}$ 濃度を算出した（図(1)-10）。全体の$^{137}\mathrm{Cs}$ 濃度に対する割合は、粒子結合態が最も高く73-83％であり、続いてイオン交換態が10-19％であり、有機物結合態が最も低く7-12％であった。粒径クラス別の存在形態の$^{137}\mathrm{Cs}$ 濃度の割合を示す（図(1)-11）。粒子結合態は、粒径クラス500-2000μmで最も高く平均88％であった。イオン交換態は、<125μmで最も高く、23％であり、粒径が小さい程高かった。有機物結合態は、500-2000μmで最も高く平均18％であり、粒径が大きい程高かった。粒径クラスによって、存在形態別の存在する割合が異なっていた。
## 1 )-d 粒子の性質（粒径分布、鉱物組成）

LS200 で計測された粒径分布を基に、2012 年 5 月の海底堆積粒子を USDA（米国農務省）法により分類し、粒径 2000 μm 以下の海底堆積粒子の構成を求めた（図(1)-12）。3 地点とも、含有率の 99.9% 以上を砂（粒径 50-2000 μm）が占めており、シルト（2-50 μm）は 0.01% 以下であった。粘土（2 μm 以下）は検出されなかった。また、四倉では、本研究で分析対象としない礫（>2 mm）が多く含まれていた。

3 地点の中央粒径の経時変化を示す（図(1)-13）。2012 年 5 月における 3 地点の中央粒径はそれぞれ四倉 1036.9 μm、江名岩礁 223.8 μm、および江名砂浜 194.9 μm であり、を四倉>江名岩礁>江名砂浜の順で粒径が大きいと言える。四倉は、中央粒径 860-1200 μm の範囲で推移しており、季節的变化は少なかった。江名岩礁は、中央粒径 190-420 μm の範囲であり、2012 年 10 月-2013 年 1 月にかけて粒径が大きくなる傾向がみられたが、それ以外の期間はほとんど一定であった。江名砂浜の中央粒径は 200-1000 μm の範囲であり、最も変動が大きかった。また、江名岩礁と同様に、2012 年 10 月-2013 年 1 月にかけ中央粒径が大きくなる傾向が確認された。

粒径分布を基に算出した3地点の比表面積の経時変化を示す(図(1)-14)。四倉および江名岩礁の堆積粒子の比表面積は、それぞれ60-125 cm⁻¹、175-310 cm⁻¹で推移していた。しかし江名砂浜の比表面積は、2012年7月に1140 cm⁻¹に最大値を示し、比表面積の変動が大きかった。これは、2012年7月の海底堆積粒子には、シルトが多く含まれていたためである。

比表面積と $ ^{137}C $ 濃度の相関を検討した。四倉および江名砂浜では、比表面積と $ ^{137}C $ 濃度との間には、有意な正の相関（四倉：r=0.54, P<0.01，江名砂浜：r=0.94, P<0.01）がみられた。つまり、比表面積が大きい程、 $ ^{137}C $ 濃度が高いという傾向がある。しかし、江名岩礁においては、他の2地点と逆に、有意では無いが、弱い負の相関（r=-0.35, P=0.08）がみられた。

さらに、2012年5月の江名岩礁における、粒径クラス＜125μmおよびクラス250-500μmの海底堆積粒子の鉱物含有率をX線回折法により決定した（表(1)-10）。2つの粒径クラスにおいて、雲母系の鉱物は含まれておらず、石英および長石（曹長石・微斜長石）が含有率の80％を占めていた。粒径250-500μmには、方解石が含まれていた。方解石は、貝殻を構成する主成分である。粒径250-500μmに貝殻が含まれている事は、粒子の顕微鏡画像（図(1)-15）を見ても明らかである。2つのクラスにおける特徴的な差異は、その他には見られず、鉱物の含有率と $ ^{137} $ Cs濃度の関連は見られなかった。

## 1 )-e 波浪データを用いたシールズ数の算出

規則波の浅水変形モデルにより推定した2012年5月-2014年5月の期間における四倉、江名岩礁および江名砂浜の有義波の周期 $ T_{1/3} $ 、波高 $ H_{1/3} $ および底面流速 $ U_{1/3} $ を図(1)-16に示す。江名岩礁と砂浜の波浪条件は、水深が同じため、ほとんど同様であった。また、有義波の周期 $ T_{1/3} $ は、水深にかかわらず一定であり、3地点で同一である。周期 $ T_{1/3} $ は、3.3～15.1 m/secの範囲であり、平均8.2 m/secであった。有義波高 $ H_{1/3} $ は、四倉（水深1 m）で最大3.5 m（平均1.1 m）で
あり、江名岩礁および砂浜（水深5 m）では、最大6.0 m（平均1.3 m）であった。四倉では、水深が浅いため砕波が起こり、水深の深い江名岩礁および砂浜に比べ波高 $ H_{1/3} $ は、低かった。

式(4)-(6)により算出したシールズ数$\Psi_{m}$を図(1)-17に示す。シールズ数$\Psi_{m}$のグラフ上の点線は、移動限界シールズ数$\Psi_{c}$である。この移動限界シールズ数$\Psi_{c}$をシールズ数$\Psi_{m}$が上回ると、粒子は移動を開始する。2012年5月～2014年5月におけるシールズ数の平均は、四倉で0.034、江名岩礁で0.061、江名砂浜で0.065であった。シールズ数$\Psi_{m}$が移動限界シールズ数$\Psi_{c}$を上回る期間は、全調查期間の内、四倉で39.5%、江名岩礁で28.6%、江名砂浜で21.8%であり、四倉の海底堆積粒子が最も外力の影響を受けている。粒径クラス毎の移動限界シールズ数$\Psi_{ci}$を、式(7)で求めた（表(1)-11）。粒径が大きい程、移動限界シールズ数$\Psi_{c}$が高かった。また、シールズ数$\Psi_{m}$が移動限界シールズ数$\Psi_{ci}$を上回る日数を図(1)-18に示す。3地点すべてにおいて、移動限界シールズ数が高い、大きい粒径クラスの粒子の移動日数が少なかった。

図(1)-7 $ ^{134} $ Cs 濃度および $ ^{137} $ Cs 濃度の経時変化 (n=3)。

（上） $ ^{134} $ Cs 濃度の経時変化。（下） $ ^{137} $ Cs 濃度の経時変化。 エラーバーは、標準偏差を示す。
図(1)-8 粒径画分別 $ ^{137}Cs $ 濃度。

2012年5月-2014年5月の海底堆積粒子のデータより作図。ボックス中央線は、中央値、上端と下端は、四分位範囲を表す。バーの上端・下端は、最大値および最小値を表す。同じ文字がついているもの同士は、5%水準で有意差なし（Steel-Dwass method）。
図(1)-9 粒径クラス別の $ ^{137} $ Cs 濃度の経時変化 (n=3)。 プロットは平均値、エラーバーは、標準偏差を示す。
表(1)-8 スピアマン順位相関係数検定による $ {}^{137}Cs $ 濃度の経時変化

粒径画分
<125μm	125-250μm	250-500μm	500-2000μm
四倉	-	-0.61 $ ^{**} $	-0.34 $ ^{ns} $	-0.92 $ ^{**} $
江名岩礁	-0.38 $ ^{ns} $	-0.46 $ ^{*} $	-0.59 $ ^{**} $	0.09 $ ^{ns} $
江名砂浜	-0.70 $ ^{**} $	-0.66 $ ^{**} $	-0.47 $ ^{ns} $	-0.25 $ ^{ns} $

ns : No Significance $ ^{*} $ : P < 0.05 $ ^{**} $ : P < 0.01

表(1)-9 粒径クラス毎の滞留半減期

粒径クラス
<125μm	125-250μm	250-500μm	500-2000μm
四倉	-	354.5日	-	480.4日
江名岩礁	-	748.8日	524.9日	-
江名砂浜	162.8日	247.5日	-	-

(b)形態別 $ ^{137} $ Cs濃度割合

図(1)-10 存在形態別 $ ^{137} $ Cs 濃度（2012年7月-2014年5月）。

エラーバーは、測定値の誤差を示す。
(a)粒子結合態

(b)イオン交換態

粒径クラス (μm)

図(1)-11 粒径クラス別 $ {}^{137} $ Cs 濃度の割合（2012年7月～2014年5月江名岩礁）。 グラフは、平均値、エラーバーは、標準偏差を示す。

図(1)-12 2012 年 5 月海底堆積粒子構成。
図(1)-13 粒径分布の経時変化。

ボックス中央線は、中央粒径、上端と下端は、四分位範囲を表す。

バーの上端・下端は、最大値および最小値を表す。
図(1)-14 比表面積の経時変化。

プロットは、平均値（n=3）、エラーバーは、標準偏差を示す。

表(1)-10 2012年5月江名岩礁における鉱物含有率

名称	化学式	粒径画分
<125μm	250～500μm
曹長石(Albite)	Na(Si3Al)O8	51%	22%
石英(Quartz)	SiO2	42%	53%
微斜長石(Microcline)	KAlSi3O8	7%	12%
方解石(Calcite)	CaCO3	-	9%
岩塩(Halite)	NaCl	-	4%
図(1)-15 粒子顕微鏡画像。

（上）：粒径 $ <125\mu m $ 、（下）：粒径 $ 250-500\mu m $
図(1)-16 調査点の物理的環境。

（上）：有義波周期、（中）：有義波高、（下）：底面流速

有義波周期は、3 地点で同一。
グラフ上の点線は、移動限界シールズ数 $\Psi_{c}$ を示す。
表(1)-11 粒径別移動限界シールズ数 $\varPsi_{ci}$

粒径クラス(μm)
<125	125-250	250-500	500-2000
四倉	0.029	0.029	0.034
江名岩礁	0.052	0.058	0.067	0.120
江名砂浜	0.056	0.064	0.074	0.118

値は、2012年5月-2014年5月の $ \Psi_{ci} $ の平均値。

図(1)-18 シールズ数$\Psi_{m}$が移動限界シールズ数$\Psi_{ci}$を上回る日数の割合。
## 2 ) 海藻による拡散

## 2 )-a 海藻・海草の放射性Cs濃度

各調査時において採取された海藻の $ ^{137} $ Cs濃度を表(1)-13に示す。2012年5-12月では、江名のスガモ以外のすべての海藻で $ ^{137} $ Csは検出された。紅藻マクサとフクロフノリでは40-55 Bq/kgを示した。2013年では10 Bq/kgを超える種は無く、検出できない種類が増加した。2014年ではすべてで5 Bq/kg以下であった。各種ともに経時的に減少していた。

表(1)-13 2012-2014年度に採集された海藻の放射性Cs濃度

月	地点	$ ^{137} $ Cs 濃度(Bq/kg-wet)	種
2012年5月	江名	≤5	アカモク、ワカメ
≤10	アラメ、スガモ
≤50	マクサ
50 <
四倉	≤5	-
≤10	アラメ、スガモ、アカモク、ワカメ
≤50	フクロフノリ
50 <	-
2012年7月	江名	≤5	アカモク、スガモ、マコンブ、ワカメ
≤10	アラメ
10 <	-
四倉	≤5	アカモク
≤10	アラメ、スガモ、ワカメ
10 <	-
2012年10月	江名	≤5	アラメ、マクサ、フサカニノテ
5 <	-
四倉	≤5	アラメ、スガモ
≤10	-
≤50	マクサ
50 <	-
2012年12月	江名	N.D.	スガモ
≤5	アラメ、タンバノリ、フサカニノテ、マコンブ、ヨレモク
5 <	-
四倉	≤5	アラメ、スガモ、マコンブ
≤10	マクサ
10 <	-
2013年2月	江名	N.D.	スガモ、ツルツル、アカモク、マコンブ、ワカメ
≤5	アラメ
5 <	-
四倉	N.D.	イワヒゲ、スガモ
≤5	アラメ、フクロフノリ、マクサ、マコンブ
5 <	-
2013年5月	江名	N.D.	アラメ、マコンブ、スガモ、ミヤベモク、ワカメ
四倉	N.D.	アラメ、スガモ
≤5	アカモク、ワカメ
5 <	-
2013年	江名	≤5	アラメ、スガモ
10月	5＜	—
四倉	N.D.	スガモ
≤5	アラメ
5＜	—
2014年1月	江名	N.D. アラメ、スガモ
四倉	N.D. スガモ
≤5 アラメ
5＜ —
2014年5月	江名	N.D. アラメ、ワカメ
≤5 アカモク
5＜ —
四倉	N.D. ワカメ
≤5 アカモク、アラメ、スガモ
5＜ —

## 2 )-b 生態学的半減期

7,200 秒間の計測で検出できなかったサンプルについて、長時間の計測を行い、 $ ^{137} $ Cs 濃度を定量し、その経時変化を図(1)-19 に示した。横軸は採集日、縦軸は $ ^{137} $ Cs 濃度である。

2012年5月から2014年5月にかけて、スガモは7.8 Bq/kg-wwから0.45 Bq/kg-ww、アラメは6.5 Bq/kg-wwから0.080 Bq/kg-ww、ワカメは6.5 Bq/kg-wwから0.10 Bq/kg-wwに減少し、アカモクは2012年7月から2014年5月にかけて1.9 Bq/kg-wwから0.09 Bq/kg-wwに減少した。四倉および江名では、4種とも経時的に $ ^{137} $ Cs濃度（Bq/kg-wet）が減少傾向にあることがわかった（スピアマン順位相関スガモ：r=-0.72, P<0.01、アラメ：r=-8.4, P<0.01）。スガモとアラメは、 $ ^{137} $ Cs濃度に季節変化がみられた。四倉の方が江名よりも $ ^{137} $ Cs濃度が高い傾向が見られた。1年生種と多年生種を比較すると、1年生種で $ ^{137} $ Cs濃度が低い傾向が見られた。

多年生種であるスガモとアラメについて生態学的半減期の推定を行った。四倉と江名でそれぞれ種毎の生態学的半減期を推定した。スガモは、四倉で125.8日、江名で39.2日となった。アラメは、四倉で129.6日、江名で123.2日となった。

事故後の1年目、2年目、3年目にわけて、生態学的半減期を推定し比較した。スガモでは、事故後2年目（2012年5月から2013年5月）で97.8日、3年目（2013年5月から2014年5月）で1030.8日となり、減少が有意に遅くなった（傾きの差の検定 t=4.36, P<0.0001）。アラメでは、事故後1年目で58.9日、2年目（2012年5月から2013年5月）で128.0日、3年目（2013年5月から2014年5月）で1824.0日となり、減少が有意に遅くなっていた（傾きの差の検定 1年目と2年目：t=4.31, P<0.001, 2年目と3年目：t=10.3, P<0.001）。
図(1)-19 海藻および海草の $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化。
## 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

調査海域では12綱48種の無脊椎動物が採集された。各無脊椎動物における $ ^{137} $ Cs濃度を、動物門に分けて検討した。図(1)-20に海綿動物類、刺胞動物類、環形動物類、脊索動物類、甲殻類および棘皮動物類における $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化を示す。四倉で採集されたサンプルの $ ^{137} $ Cs濃度は黒マーク（●、▲など）、江名の $ ^{137} $ Cs濃度計測結果は白マーク（○）で示した。 $ ^{137} $ Cs濃度が不検出であったサンプルについては、便宜的に検出下限値の10％濃度を測定値として用いた。生物種毎の $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化の検討には、対数線形モデルを用いたt検定を行った。

【海綿動物類】海綿動物門は2013年1月、2014年2月および5月の四倉でのみ採集され、岩礁域で採集された。海綿動物類で同定できたのは1種類（普通海面綱、ダイダイイソカイメン）のみであった。未同定の海綿動物類の $ ^{137} $ Cs濃度は2012年11月で8.1 Bq/kg、2013年1月で67 Bq/kgであった。2013年5月以降は $ ^{137} $ Cs濃度の計測ができず、その経時変化を明らかにすることができなかった。

【刺胞動物類】刺胞動物門は、2012年11月から2014年5月の四倉、江名砂浜、江名岩礁で採集された。そのほとんどのサンプルが砂浜域で採集された。刺胞動物類で同定できた種は1種（花中綱、ウミサボテン）のみであった。刺胞動物類の $ ^{137} $ Cs濃度は、2012年11月で四倉砂浜の根ロクラゲの1種、2013年1月の四倉砂浜のウミサボテン、2014年5月の四倉砂浜のイソギンチャクの1種で不検出であった。2013年1月の四倉砂浜域のイソギンチャクの1種で6.1 Bq/kg、2014年2月の江名砂浜のウミエラの1種で92 Bq/kgであり、基準値（100Bq/kg-wet）を超える刺胞動物類は存在しなかった。本研究の調査期間内では恒常的に採集できた刺胞動物類がなかったため、刺胞動物の $ ^{137} $ Cs濃度における経時変化は明らかにならなかった。

【環形動物類】環形動物類は、2012年9月および2013年1月の四倉、江名砂浜、2013年1月の四倉岩礁で採集され、多毛綱の数種が採集された。このうち同定することができたのはニホンコガネウロコムシのみであった。環形動物類の $ ^{137} $ Cs濃度は2013年1月の砂浜で採集されたゴカイ類のみで計測が可能であった。2012年11月に四倉で採集されたゴカイ類の $ ^{137} $ Cs濃度は5.6 Bq/kgであったが、2013年1月に江名で採集されたゴカイ類は不検出であった。ゴカイ類ではサンプル数が少なく、その経時変化および1 Fからの距離との関係は明らかにならなかった。

【脊索動物類】脊索動物門ではマボヤのみが採集された。マボヤは基本的に岩礁域に生息するが、2012年11月から2014年5月に四倉および江名の岩礁および砂浜において採集された。マボヤの $ ^{137} $ Cs濃度は2012年11月の四倉岩礁で6.9 Bq/kgであったが、2013年1月以降 $ ^{137} $ Csは検出されなかった。

【軟体動物類】軟体動物門は23種を同定することができ、その全ての $ ^{137} $ Cs濃度が基準値（100 Bq/kg-wet）以下であった。軟体動物を腹足綱、二枚貝綱および頭足綱に分けて検討する（図(1)-21）。

○腹足綱では、四倉および江名の砂浜ではウミフクロウ等の7種が同定でき、四倉および江名の岩礁ではイワガキ等の6種が同定できた。このうち $ ^{137} $ Cs濃度の計測が可能であった7種について分析したところ、砂浜域で採集されたウミフクロウ、キセワタガイ、ツメタガイ、ホソヤツメ
タガイ、モスソガイ、ヒメエゾボラおよびボウシュウボラでは全て不検出であった。岩礁域で採集されたサルアワビ、ヒメエゾボラ、ヒメエゾボラモドキ、ボウシュウボラからは $ ^{137} $ Csが検出された（図(1)-21）。四倉の岩礁域ではサルアワビ（肝）およびヒメエゾボラモドキでは、それぞれ15 Bq/kg（2014年5月）および2.1-2.8 Bq/kg（2012年11月および2014年2月）が検出された。江名ではヒメエゾボラおよびボウシュウボラで、それぞれ17および11 Bq/kg（2012年9月および2013年10月）が検出された。腹足綱のうち $ ^{137} $ Csが検出されたサルアワビ、ヒメエゾボラ、ヒメエゾボラモドキ、ボウシュウボラは多年生であり、岩礁域に生息している共通点が見られた。しかし、サルアワビは主に藻食性であり、その他のヒメエゾボラ等は主に肉食性で、その食性に違いが見られた。

○二枚貝綱はウバガイ等の6種が四倉および江名の砂浜域で採集された。 $ ^{137} $ Cs濃度が計測できた種は2014年2月の四倉でのウバガイのみであり、その $ ^{137} $ Cs濃度は12.5 Bq/kgであった。また、2014年5月の四倉で採集され同定することのできなかった二枚貝の1種でも $ ^{137} $ Csを検出し、その濃度は27 Bq/kgであった。

○頭足綱ではイイダコ等の7種が採集され、そのほとんどは砂浜域で採集された。このうちイイダコ、エゾハリイカ、ジンドウイカおよびミミイカの4種で $ ^{137} $ Cs濃度の計測が可能であった。イイダコは四倉および江名の砂浜で恒常的に採集された。四倉で採集されたイイダコの $ ^{137} $ Cs濃度は2012年9月に最大値19.9 Bq/kgであり、その後継時的に減少し2013年10月以降は不検出となった。江名ではイイダコの漁獲量が少なく、 $ ^{137} $ Cs濃度は計測できなかった。エゾハリイカは砂浜域で恒常的に採集されたが、 $ ^{137} $ Cs濃度は全て不検出であった。ミミイカは四倉および江名の砂浜で恒常的に採集された。四倉で採集されたミミイカの $ ^{137} $ Cs濃度は2014年2月に最大値2.7Bq/kgを検出したが、江名では全て不検出であった。腹足綱のうち $ ^{137} $ Csが検出されたイカ類およびイイダコの寿命は約1年であり、かつ肉食性という共通点が見られた。

すなわち、軟体動物門のうち多年生の腹足綱および二枚貝綱における $ ^{137} $ Cs濃度は経時的な減少傾向が見られなかったが、一年生の頭足綱では $ ^{137} $ Cs濃度の経時的な減少傾向が見られた。また、四倉と江名で採集された軟体動物類の $ ^{137} $ Cs濃度には有意差がなく（マン・ホイットニーのU検定、P>0.05）、1Fからの距離と $ ^{137} $ Cs濃度の関係は明らかにならなかった。

【甲殻類】甲殻亜門は軟甲綱20種を同定することができ、その全ての $ ^{137} $ Cs濃度が基準値（100 Bq/kg-wet）以下であった。四倉および江名の砂浜域では口脚目1種（シャコ）、十脚目のクルマエビ類3種（キシエビ、サルエビおよびクルマエビ）、コエビ類2種（ウリタエビジャコおよびテッポウェビ）、ヤドカリ類4種、カニ類12種と多種が採集された。岩礁域では四倉でイセエビ類1種（イセエビ）、江名でカニ類2種（ケセンガニおよびケブカアワツブガニ）、合計3種のみが採集された。このうち、 $ ^{137} $ Cs濃度計測が可能であったのはシャコ類1種（シャコ）、クルマエビ類3種、コエビ類1種（ウリタエビジャコ）、イセエビ類1種（イセエビ）、ヤドカリ類3種（およびカニ類4種の合計13種であった（図(1)-22）。

口脚目のシャコ（多年生）は2012年9月～2014年5月に四倉および江名の砂浜で数回採集し $ ^{137} $ Cs濃度の計測を行ったが、 $ ^{137} $ Csが検出されたのは2014年5月の四倉で採集されたもののみであり、その濃度は3.8 Bq/kgであった。
十脚目のうち散発的に採集され $ ^{137} $ Cs濃度計測が可能であった種は、砂浜域ではクルマエビ（2013年10月江名：3.6Bq/kg）、オホーツクホンヤドカリ（2013年～2014年四倉・江名：不検出～7.0Bq/kg）、トゲトゲツノヤドカリ（2014年2月四倉・江名：不検出）、ハダカホンヤドカリ（2013年1月四倉：7.8Bq/kg）、ガザミ（2012年～2014年四倉・江名：不検出～7.8Bq/kg）、サメハダヘイケガニ（2012年～2014年四倉・江名：不検出～12.7Bq/kg）、イッカククモガニ（2012年9月四倉：不検出）、コブシガニ（2013年10月江名：不検出）、ヒラツメガニ（2014年5月江名：不検出）、ヒラテコブシガニ（2014年四倉：不検出～5.0Bq/kg）およびヤドカリ類数種（2012年～2013年四倉・江名：不検出～7.6Bq/kg）であった。岩礁域ではイセエビ（2012年9月：5.9Bq/kg）、ケブカアワツブガニ（2012年9月：不検出）およびヨコエビの1種（2012年9月：不検出）であった。

十脚目のうち恒常的に採集され $ ^{137} $ Cs濃度計測が可能であったのはクルマエビ類のキシエビおよびサルエビ、コエビ類のウリタエビジャコ、カニ類のヒラコブシであった。キシエビの $ ^{137} $ Cs濃度は四倉砂浜では不検出～16 Bq/kg、江名砂浜では不検出～8.2 Bq/kgであった。また、サルエビの $ ^{137} $ Cs濃度は四倉砂浜では不検出～29 Bq/kg、江名砂浜では不検出～5.6 Bq/kgであり、両地点とも経時的な減少傾向を示した（t-test、P<0.05）。また、キシエビおよびサルエビのどちらも、より1 Fに近い四倉で $ ^{137} $ Cs濃度が高い傾向にあった（マン・ホイットニーのU検定、P>0.05）。コエビ類ウリタエビジャコの $ ^{137} $ Cs濃度は四倉砂浜では不検出～6.7 Bq/kg、江名砂浜では不検出～1.1 Bq/kgであった。ウリタエビジャコの $ ^{137} $ Cs濃度には経時的減少傾向は見られず、1 Fからの距離とも明確な差は見られなかった。カニ類ヒラコブシの $ ^{137} $ Cs濃度は四倉砂浜では不検出～10.8 Bq/kg、江名砂浜では不検出であり、四倉のみ経時的な減少傾向を示した（t-test、P<0.05）。

四倉の甲殻類全体では $ ^{137} $ Cs濃度に経時的な減少傾向が見られたが（t-test、P<0.05）、江名では経時的に明らかな減少傾向が見られなかった（t-test、P>0.05）。これは、江名で採集された甲殻類の全体の $ ^{137} $ Cs濃度が低く、 $ ^{137} $ Cs濃度不検出のサンプルが60%であったことが原因であると考えられた。また、四倉と江名で採集された甲殻類の $ ^{137} $ Cs濃度には有意差があり（マン・ホイットニーのU検定、P<0.05）、江名に比べより1Fに近い四倉で採集された甲殻類の $ ^{137} $ Cs濃度が高いことが明らかになった。

【棘皮動物類】棘皮動物門はヒトデ綱6種、クモヒトデ綱2種、ウニ綱3種（オカメブンブク、キタムラサキウニおよびツガルウニ）およびナマコ綱1種（マナマコ）の12種が同定された。このうち10種で $ ^{137} $ Cs濃度の計測が可能であり、ウニ綱オカメブンブクで基準値（100 Bq/kg）を超える $ ^{137} $ Cs濃度を検出した。（図(1)-23）

棘皮動物のうち散発的に採集され $ ^{137} $ Cs濃度の計測が可能であった種は、ヒトデ綱5種、クモヒトデ綱1種、ウニ綱1種およびナマコ綱2種であった。散発的に採集されたヒトデ綱およびクモヒトデ綱の $ ^{137} $ Cs濃度は低く、四倉岩礁のスナヒトデ、ニッポンヒトデ、マヒトデおよびエゾヒトデでは不検出～3.4Bq/kgであり（2013年～2014年）、江名砂浜のイトマキヒトデでは不検出（2014年2月）、江名岩礁のセノテジルモジルでも不検出（2014年5月）であった。これに対し、ウニ綱ツガルウニの $ ^{137} $ Cs濃度は38Bq/kg（2012年9月）、ナマコ綱では不検出～20Bq/kg（2013年1月および2014年2月）とヒトデ類およびクモヒトデ類よりも高い $ ^{137} $ Csを検出した。
四倉および江名で恒常的に採集され $ ^{137} $ Cs濃度の計測が可能であった棘皮動物、ヒトデ鋼イトマキヒトデ、スナヒトデおよびマヒトデ、クモヒトデ綱セノテヅルモヅル、ウニ綱オカメブンブクおよびキタムラサキウニついて検討する。

ヒトデ綱では、イトマキヒトデおよびマヒトデは恒常的に採集されたが、その全て不検出であった。スナヒトデの $ ^{137}Cs $ 濃度は、四倉では4.8～23 Bq/kgであり経時的な減少傾向を示したが(t-test、P<0.05)、江名では5.2～36 Bq/kgであり経時的な減少傾向はみられなかった。また、四倉と江名で採集されたスナヒトデの $ ^{137}Cs $ 濃度には有意差がなく（マン・ホイットニーのU検定、P>0.05）、1 Fからの距離と $ ^{137}Cs $ 濃度の関係は明らかにならなかった。

クモヒトデ綱では四倉岩礁においてのみセノテヅルモヅルを恒常的に採集できた。その $ ^{137} $ Cs濃度は2012年11月に6.8 Bq/kgを検出して以降、2013～2014年度は不検出であった。

ウニ綱オカメブンブクの $ ^{137} $ Cs濃度は、四倉では46～270 Bq/kgであり経時的な減少傾向を示したが（t-test、P<0.05）、江名では10～36 Bq/kgであり経時的な減少傾向はみられなかった。キタムラサキウニの $ ^{137} $ Cs濃度は四倉では11～42 Bq/kg、江名では7.4～46 Bq/kgであった。キタムラサキウニでは $ ^{137} $ Cs濃度の経時的な減少傾向はみられなかったが、冬季に高く、春季に低くなる傾向が見られた。また、四倉と江名で採集されたウニ類の $ ^{137} $ Cs濃度には有意差がなく（マン・ホイットニーのU検定、P>0.05）、1 Fからの距離と $ ^{137} $ Cs濃度の関係は明らかにならなかった。

すなわち、棘皮動物類のうちヒトデ類およびクモヒトデ類の $ ^{137} $ Cs濃度は低く、ナマコ類およびウニ類の $ ^{137} $ Cs濃度は他の無脊椎動物は比べて高かった。また、 $ ^{137} $ Cs濃度の高かったナマコ類およびウニ類はどちらも多年生であるが、ナマコ類およびウニ綱オカメブンブクは濾過食性、ウニ綱キタムラサキウニは雑食（主に藻食）であり、その食性に違いが見られた。
●カイズノの1種(四倉:砂浜) ○カイズノの1種(江名:岩礁)

●イソギンチャクの1種四倉：砂浜）♦ウミサホテン四倉：砂浜）▲根口ラダの1種四倉：砂浜）☐ウミエラの1種（江名：砂浜）

○江名:砂浜域および岩礁域

○江名：砂浜域および岩礁域

図(1)-20 海綿動物類、刺胞動物類、環形動物類、脊索動物類、甲殼類および棘皮動物類における $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化。
エゾリイカ(江名・砂浜) ジドウイカ(江名・砂浜)

図(1)-21 軟体動物類における $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化。
■サメハダヘイケガニ四歯：砂漬） ■ヒラコブシ四歯：砂漬） ■ヒラテコブシガニ四歯：砂漬）

■ ピラツメガニ(工名：砂涼)

図(1)-22 甲殻類における $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化。
■ スナビトデ (四倉: 砂浜)

■ スナビトデ (四倉: 岩礁)

■ ニッポンビトデ (四倉: 砂浜)

■ ニッポンビトデ (四倉: 岩礁)

■ マビトデ (四倉: 砂浜)

■ マビトデ (四倉: 岩礁)

■ イトマキビトデ (四倉: 砂浜)

■ エンビトデ (四倉: 岩礁)

図(1)-23 棘皮動物類における $ ^{137} $ Cs濃度の経時変化。

表(1)-14に無脊椎動物の $ ^{137} $ Cs濃度（Bq/kg-ww）と事故後経過日数との関係および生態学的半減期の結果を示す。四倉砂浜域の甲殻類全体、キシエビ、サルエビ、オカメブンブク、四倉および江名の甲殻類全体の $ ^{137} $ Cs濃度は統計学的に有意（r>0.5、t-test: P>0.05）に減少していた。生態学的半減期は、四倉砂浜の甲殻類全体で146日、キシエビで190日、サルエビで90日、オカメブンブクで133日、そして四倉および江名の甲殻類全体で186日であった。

また、r>0.2以上であった結果についても生態学的半減期の算出を行った。その生態学的半減期の算出結果は四倉砂浜のウリタエビジャコで214日、棘皮動物全体で271日、四倉岩礁のキタムラサキウニで329日、江名砂浜のキシエビで187日、オカメブンブクで198日、四倉および江名全体の無脊椎動物全種で345日、そして四倉の無脊椎動物全種で259日となった。

このうちキシエビは一年生であり、その加入期は6月～10月であると報告されている $ ^{17)} $ 。キシエビの生活史を考慮し、2012年9月から2013年5月の期間で $ ^{137} $ Cs濃度（Bq/kg-wet）の生態学的半減期
を算出すると、四倉で145日、江名で90日となり、より1Fに近い四倉のキシエビで $ ^{137} $ Cs濃度（Bq/kg-wet）の半減期が長かった（表(1)-15）。

表(1)-14 無脊椎動物の $ ^{137} $ Cs濃度（Bq/kg-wet）の生態学的半減期

生物門	種	海域	生態系	サンプル数(n)	R	P值	A(Bq/kg·wet)	λeco/(日)	生態学的半減期(日)
軟体動物	四倉	砂浜域	38	0.19	0.26	1.3	-0.0010
腳足動物(甲髄類)	四倉	砂浜域	55	0.67	<0.001	147	-0.0048	146
キシエビ	四倉	砂浜域	19	0.51	<0.05	92	-0.0037	190
サルエビ	四倉	砂浜域	14	0.89	<0.001	1.5E+03	-0.0078	90
ウリタエビジャコ	四倉	砂浜域	6	0.56	0.25	28	-0.0033	214
四倉	砂浜域	24	0.21	0.31	32	-0.0026	271
オカメラソク	四倉	砂浜域	7	0.99	<0.001	9.9E+03	-0.0053	133
軟体動物	四倉	岩礁域	6	0.43	0.39	0.11	0.0044
棘皮動物	四倉	岩礁域	27	0.10	0.62	2.9	-0.0010
キタムラサキウニ	四倉	岩礁域	5	0.65	0.23	1.9E+02	-0.0022	329
軟体動物	江名	砂浜域	15	0.31	0.27	0.20	0.0011
腳足動物(甲髄類)	江名	砂浜域	48	0.18	0.21	2.0	-0.0011
キシエビ	江名	砂浜域	9	0.52	0.15	7.4E+07	-0.0038	187
ウリタエビジャコ	江名	砂浜域	11	0.04	0.90	1.2E+04	-0.00024
棘皮動物	江名	砂浜域	29	0.05	0.78	3.1	-0.0006
スナヒトデ	江名	砂浜域	10	0.17	0.63	5.9	-0.0015
オカメラソク	江名	砂浜域	7	0.43	0.33	4.6E+02	-0.0036	198
棘皮動物	江名	岩礁域	13	0.62	<0.05	0.2	0.0042
キタムラサキウニ	江名	岩礁域	8	0.41	0.32	4.5E+00	0.0022
棘皮動物	四倉あふみ江名	砂浜域および岩礁域	92	0.09	0.38	5.1	-0.0010
腳足動物(甲髄類)	四倉あふみ江名	砂浜域および岩礁域	117	0.53	<0.001	42.6	-0.0038	186
軟体動物	四倉あふみ江名	砂浜域および岩礁域	60	0.07	0.60	1.0	-0.0004
無脊椎動物	四倉あふみ江名	砂浜域および岩礁域	296	0.24	<0.001	9.2	-0.0021	345
無脊椎動物	四倉	砂浜域および岩礁域	162	0.31	<0.001	17.1	-0.0027	259
無脊椎動物	江名	砂浜域および岩礁域	114	0.09	<0.001	2.2	-0.00068

但し、 $ A_{0} $ は2011年3月12日における $ ^{137}Cs $ 濃度、 $ \lambda eco $ は減衰係数を示す。

表(1)-15 キシエビの $ {}^{137}Cs $ 濃度の生態学的半減期（2012年9月-2013年5月）

海域	生態系	サンプル数(n)	R	P值	A_{0}(Bq/kg-wet)	\lambda_{eco}/日	生態学的半減期(日)
四倉	砂浜域	14	0.48	<0.01	13	-0.0048	145
江名	砂浜域	6	0.50	0.32	5	-0.0077	90

但し、 $ A_{0} $ は2012年9月19日における $ ^{137}Cs $ 濃度、 $ \lambda eco $ は減衰係数を示す。

## 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

予備飼育実験1個体の $ ^{137} $ Csカウント数は、実験期間中経時的に減少した（図(1)-24）。減衰曲線より推定された生物学的半減期は138.6日であった。実験初期に急激な減衰が確認されたが、これは消化管内容物の排出によるものと考えられた。

本飼育実験を実施した5個体の5,000秒あたりの $ ^{137} $ Cs平均カウント数は、予備飼育実験と同様に実験期間中に有意に減少した（t-test, P<0.05，図(1)-25）。減衰曲線より推定された5個体平均の生物学的半減期は173.3日であった。個体A～Eの $ ^{137} $ Csカウント数を個別に検討すると、値が大きく減少した個体が確認された一方、変化の見られない個体も確認された。 $ ^{137} $ Csカウント数が実験経過日数に対し有意に減少したのは個体Cと個体Dであった（t-test, P<0.05）。減衰曲線より個体A～Eの生物学的半減期は115.5～346.6日と推定された。
図(1)-24 予備飼育試験(n=1)の実験経過日数と $ ^{137} $ Csの関係。

经過日數，t

図(1)-25 本飼育試験(n=5)の実験経過日数と $ {}^{137}Cs $ の関係。

上段左は5個体の平均値と標準偏差。その他は個体番号A～Eの個体毎の結果を示す。

## ii) キシエビ

キシエビの飼育実験による $ ^{137} $ Cs濃度の変化を図(1)-26に示す。飼育下にあるキシエビの $ ^{137} $ Cs濃度は経時的に低下した。その結果から生物学的半減期を算出した。キシエビの生物学的半減期は28日であった。生態学的半減期に比べ短い結果となった（表(1)-16）。いわき沿岸に生息するキシエビは摂餌によって $ ^{137} $ Csを取り込んでいること、また四倉で生態学的半減期が長いことから、その取り込み量が多いことが考えられた。
図(1)-26 水槽内で飼育したキシエビの $ {}^{137}Cs $ の経時変化。

表(1)-16 キシエビの $ ^{137} $ Cs濃度（Bq/kg-wet）の生物学的半減期

サンプル数 (n)	R	P值	B0(Bq/kg-wet)	λb(/日)	生物学的半減期(日)
12	0.99	< 0.001	4.4	-0.025	28

但し、 $ B_{0} $ は実験開始日（2014年3月14日）における $ ^{137}Cs $ 濃度、 $ \lambda $ は減衰係数を示す。

## 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

表(1)-17 に 2012 年から 2014 年に採集された魚類の放射性 Cs 濃度を示す。2012 年 9 月江名の魚類の $ {}^{137} $ Cs 濃度は、イナダ、ウマジラハギで検出されず、他の 12 種で検出された。ニベは比較的高い濃度を示し、シロメバル、コモンカスベは 100 Bq/kg を超えた。四倉では、N.D.から 10 Bq/kg までの濃度の魚種は見られず、12 種全てが 10 Bq/kg 以上であった。中でもマダイ、マゴチ、クロウシノシタ、アカシタビラメ、カスザメ、ホウボウ、マコガレイは比較的高い濃度を示し、コモンカスベで 100 Bq/kg を超えた。全体的に底魚の汚染が顕著であった。2012 年 11 月の江名で採集された魚種 14 種全てで $ {}^{137} $ Cs が検出され、ニベ、エゾイソアイナメ、メゴチで比較的高い濃度を示し、カサゴ等 6 種で 100 Bq/kg を超えた。四倉ではイシガキダイ、カタクチイワシ、マダイで検出されず、メゴチで比較的高く、ドチザメ等 8 種で 100 Bq/kg を超えた。2013 年 1 月の魚類の $ {}^{137} $ Cs 濃度は、江名ではシログチ、ニベで検出されず、7 種で検出された。キツネメバル、シロメバル、コモンカスベは 100 Bq/kg を超えた。四倉では、タマガンゾウビラメとマガレイで検出されず、他の 15 種では検出され、キツネメバル、アイナメ、ババガレイ、インガレイ、コモンカスベで 100 Bq/kg を超えた。2012 年と比べて 100 Bq/kg を超える魚種は減少した。2013 年 5 月の $ {}^{137} $ Cs 濃度は、江名ではムシガレイで検出されず、9 種で検出された。シロメバルで 100 Bq/kg を超えた。四倉では 17