Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
コカナダモの放射性セシウム濃度の測定結果を表(2)-14に示す。コカナダモの放射性セシウム濃度は、2012年6月～10月に同じ場所で採集した検体間で3～5倍のばらつきが見られ、50 Bq/kg以上の検体も見られたが、2012年12月以降は10 Bq/kg以下と低濃度であった。今後、コカナダモの放射性セシウム濃度が急激に上昇することは考えにくいが、定期的な測定を継続して推移を見守る必要がある。

表(2)-14 赤城大沼におけるコカナダモの放射性Cs濃度推移

採集日	採取地点	#	(Bq/kg)
Cs-134	Cs-137	合計
2012/6/4	1	1	3.5	±	0.7	4.8	±	0.6	8.4
2	13.3	±	0.9	18.5	±	0.9	31.7
3	3.8	±	0.7	6.8	±	0.6	10.6
2012/8/20	1	1	4.8	±	0.6	6.8	±	0.5	11.6
2	12.0	±	0.8	18.4	±	0.7	30.4
3	4.1	±	0.6	6.4	±	0.5	10.4
2012/10/22	1	1	3.5	±	0.6	5.2	±	0.5	8.6
2	20.0	±	1.0	32.4	±	0.9	52.4
3	3.2	±	0.7	4.1	±	0.5	7.2
2	1	1.9	±	0.6	2.7	±	0.4	4.6
2	4.3	±	0.6	6.4	±	0.5	10.7
3	1	7.9	±	0.7	12.2	±	0.6	20.1
2	2.3	±	0.7	4.4	±	0.5	6.7
2013/6/12	1	1	2.0	±	0.6	3.9	±	0.5	5.8
2	1.9	±	0.6	4.9	±	0.5	6.9
2013/8/22	1	1	1.7	±	0.4	3.2	±	0.4	4.9
2	2.3	±	0.5	3.9	±	0.4	6.2
2013/10/9	1	1	2.4	±	0.6	4.1	±	0.5	6.5
2	2.8	±	0.5	3.4	±	0.4	6.2
2013/12/11	1	1	1.5	±	0.4	3.2	±	0.4	4.6
2	1.4	±	0.3	3.0	±	0.3	4.4
2013/4/18	1	1	2.3	±	0.4	4.4	±	0.5	6.7
2	2.2	±	0.4	3.2	±	0.4	5.3
2013/6/12	1	1	2.0	±	0.5	6.0	±	0.6	8.0
2	1.6	±	0.4	3.3	±	0.4	4.9
2013/8/22	1	1	1.5	±	0.4	3.2	±	0.4	4.6
2	1.4	±	0.3	3.0	±	0.3	4.4
2013/10/9	1	1	2.3	±	0.4	4.4	±	0.5	6.7
2	2.2	±	0.4	3.2	±	0.4	5.3
2013/12/11	1	1	2.0	±	0.5	6.0	±	0.6	8.0
2	1.6	±	0.4	3.3	±	0.4	4.9
## （２）湖水の放射性セシウム分析

赤城大沼湖心部・表層における湖水の全放射性セシウム（Cs-137）濃度の推移を図(2)-7に示す。

図(2)-7 赤城大沼・湖心部・表層水における放射性セシウム（Cs-137）濃度の推移

2011年11月の調査開始以降、漸減傾向を示している。チェルノブイリ原発事故の調査結果から、湖沼にフォールアウトした放射性セシウムは、湖の浮遊粒子に吸着・沈降して底質に移行する。フォールアウトから数週間～数ヶ月で湖水の濃度は速やかに減少し、その後の減少は緩やかとなる $ ^{4} $ 。赤城大沼でも2011年11月の調査開始時には湖水に1.1×10 $ ^{9} $ Bq、底質に4.6×10 $ ^{10} $ Bqと試算でき $ ^{6} $ 、放射性セシウムは底質に速やかに移行したことから、湖水は漸減傾向を示していると考えられる。

湖心部における水深別の放射性セシウム（Cs-137）濃度結果を図(2)-8に示す。溶存態放射性セシウム濃度は下層に向かって上昇していた。特に、全循環が始まる10月の底層の溶存態放射性セシウム濃度は非常に高かった。このように底層で放射性セシウム濃度が上昇する理由としては、底層に沈殿する放射性セシウムを含む有機物（プランクトンの死骸や落ち葉等）が分解して湖水に再溶出していると考えられる。特に10月は全循環が始まることから一次生産量が上昇することで新生堆積物の沈殿量が増加し、これら新生堆積物から放射性セシウムが再溶出していると推測される。さらに、10月の調査時には水温躍層が水深9-13 mに形成されており、沈殿・再溶出した放射性セシウムは底層に留まることにより、高濃度になったと考えられる。
図(2)-8 赤城大沼・湖心部における水深別湖水の放射性セシウム(Cs-137)濃度
図(2)-8 赤城大沼・湖心部における水深別湖水の放射性セシウム(Cs-137)濃度（続き）

表(2)-15 赤城大沼・覚満川の河川水と湧水の放射性セシウム(Cs-137)

場所	サンプリング日	Bq/L
溶存態Cs-137	粒子態Cs-137	全Cs-137	備考
覚満川	2011/12/15	データなし	0.0152	±	0.0015
2012/4/13	0.0063	±	0.0017	0.0271	±	0.0028	0.0334	±	0.0023
2012/8/22	0.0046	±	0.0005	0.0197	±	0.0015	0.0243	±	0.0014
2013/4/5	0.0026	±	0.0006	0.0144	±	0.0010	0.0170	±	0.0008
2013/4/17	0.0085	±	0.0008	0.0093	±	0.0011	0.0179	±	0.0008
2013/6/12	0.0060	±	0.0006	0.0130	±	0.0018	0.0190	±	0.0017
2013/6/27	0.0034	±	0.0005	0.0183	±	0.0018	0.0217	±	0.0017
2013/8/22	0.0022	±	0.0006	0.0171	±	0.0010	0.0193	±	0.0008
2013/9/16	0.0100	±	0.0007	0.2196	±	0.0019	0.2296	±	0.0018
湧水	2012/8/20	データなし	0.0036	±	0.0010
2013/10/10	データなし	0.0015	±	0.0001

赤城大沼への流入河川である覚満川と湧水における放射性セシウム（Cs-137）濃度結果を表(2)-15に示す。覚満川の放射性Cs濃度は、雪解け直後の4月に若干上昇するが、赤城大沼湖水よりも低かった。湧水の放射性セシウム濃度は湖水および河川水より低かった。そのため、覚満川の
河川水と湧水の流入により、湖水の放射性セシウム濃度は低下すると考えられた。一方、2013年台風第18号が通過した直後の粒子態放射性セシウム濃度は、湖水濃度よりも高さとから底質のインベントリーに影響を与えていると考えられた。しかしながら、溶存態放射性セシウム濃度は湖水濃度よりも低く、台風等による流入水が生態系に与える影響は小さいと示唆される。今後は、台風や大雨により流入する懸濁粒子の化学形態別分析を行い、生態系への影響を正確に把握する必要がある。

対照湖沼の赤谷湖、草木湖および梅田湖における湖水の放射性セシウム濃度結果を表(2)-16に示す。対照湖沼における湖水の放射性セシウム濃度は低い傾向を示した。しかしながら、2013年の梅田湖における湖水の全放射性セシウム濃度は2012年よりも低濃度であったのに対し、2013年の赤谷湖と草木湖における湖水の全放射性セシウム濃度は2012年と同程度もしくは高濃度であった。2013年の赤谷湖と草木湖の野外調査は、台風第18号通過後に行ったために集水域からの土砂流入により湖水の濁度が高くなっていた。そのため、これらの土砂粒子に放射性セシウムが吸着していることから、全放射性セシウム濃度が高くなったと考えられた。

表(2)-16 対照湖沼における湖水の放射性セシウム(Cs-137)の濃度

場所	サンプリング日	Bq/L
溶存態Cs-137	粒子態Cs-137	全Cs-137
赤谷湖	2012/11/22	0.0046	±	0.0004	0.0074	±	0.0009	0.0121	± 0.0008
梅田湖	2012/9/4	0.0014	±	0.0011	0.0101	±	0.0011	0.0116	± 0.0003
草木湖	2012/9/3	0.0061	±	0.0012	0.0052	±	0.0016	0.0114	± 0.0011
赤谷湖	2013/9/19	0.0191	± 0.0008
梅田湖	2013/9/15	データなし	0.0029	± 0.0002
草木湖	2013/9/20	0.0187	± 0.0006

次に赤城大沼と対照湖沼を比較すると赤城大沼湖水の放射性セシウム濃度は、対照湖沼よりも明らかに高濃度であり、ワカサギの濃度も高い値であった。赤城大沼は山頂のカルデラに形成された火口原湖であり、湖水の滞留時間が長く閉鎖性の強い湖である。一方、対照湖沼はダム湖であることから集水域が広く、湖水の滞留時間が短く開放的な湖であると考えられる。赤谷湖や草木湖の底質は、赤城大沼の底質よりも高濃度の放射性セシウムが検出されているが、湖水の濃度は低く、ワカサギ（魚類）への影響が少ない。つまり、ダム湖では集水域から粒子態放射性セシウムが流入することで湖底堆積物の放射性セシウムは高濃度になるが、湖水の交換率が良いため湖水は低濃度に保たれていると考えられる。一方、赤城大沼では湖水の滞留時間が長く、放射性セシウムが湖水中に長期間湖内に留まり、このことが魚類に高濃度の放射性セシウム汚染をもたらしている一因であると推定される。チェルノブイリ原発故後、河川および開放湖と比較して閉鎖性の強い湖沼では淡水魚の長期的な放射性セシウム汚染が確認されていることからも $ ^{4)} $ 、湖水の
交換率が放射性セシウムの魚類への蓄積に関与している可能性は高いと考えられる。

## （３）赤城大沼における魚類の濃縮係数

これまでの放射性セシウム濃度測定結果から、赤城大沼に生息する魚類の放射性セシウム（Cs-137）濃縮係数 {（生体中の放射性濃度）/（水中の放射性核種濃度）} の算定結果を表(2)-17に示す。ワカサギの濃縮係数は約700-1850と算定され、チェルノブイリ原発事故の調査結果と大きな違いは見られなかった $ ^{7)} $ 。今後も魚類と湖水中の放射性セシウム濃度を定期的に測定して魚類における濃縮係数を算定し、生物濃縮の過程を明らかにすることが重要である。

表(2)-17 赤城大沼に生息する魚類の放射性セシウムの濃縮係数

魚種	食性	濃縮係数	検体数
最小値-最大値	平均
ワカサギ	プランクトン食	712-1852	1064	63
ウグイ	雑食	1548-3117	2156	12
オイカワ	雑食	1067-3223	1824	12
モツゴ	雑食	1178-1683	1407	3
ヨシノボリ	雑食	1325-2193	1658	3
シマドジョウ	雑食	1885-1885	1885	1
イワナ	魚食	2485-5485	4053	34

## （４）ワカサギにおける魚体内からの放射性セシウムの減衰試験（実効半減期の推定試験）

実験1におけるワカサギ魚体内からの放射性セシウム（Cs-137）減衰退程を図(2)-9に示す。実験1ではワカサギの体重と肥満度は暫減しており、これは冬場の赤城大沼のワカサギと同じ条件であると考えられる。また、120日目（4月）には放射性セシウム濃度が若干上昇しているが、これは産卵期による体重減少が影響していると考えられる。3～5月がワカサギの産卵時期であり、本検体についても同時期に排卵行動が確認された。放射性セシウムは主に筋肉に蓄積しており、産卵により体重が減少したが、体重に占める筋肉量は増加したのでワカサギ中の放射性セシウム濃度が増加したと考えられる。なお、120日目以降については、放射性セシウム濃度は暫減している。全試験期間の値を使用して魚体内に入った放射性セシウム量が半分になる期間(実効半減期)を求めると約300日間であった。放射性セシウムが順調に減少した90日目までの結果から実効半減期を求めると約180日間であった。これらの結果から、ワカサギ魚体からの放射性セシウムの減衰退は30日当たり5～10%程度であると考えられた。

実験2におけるワカサギ魚体内からの放射性セシウム（Cs-137）減衰退程を図(2)-10に示す。実験1と比較して約3倍量の冷凍コペポーダを給餌することで体重が増える条件を想定していたが、一時期（30から60日目）を除いて残餌が多かった。残餌の少なかった30日目から60日目において魚体重は2 g以上増え、肥満度も同様に高くなった。一方、放射性セシウム濃度は172 Bq/kg（30日
目）から117 Bq/kg（60日目）に急激に減少した。30日目の平均魚体重は5.5 gであり、60日目は7.8 gであった。30日目に放射性セシウム濃度を体重増加分の比率（7.8/5.5）で除すると121 Bq/kgとなることから、体重の増加分だけ放射性セシウムが減少したと考えられた。

図(2)-9 実験1におけるワカサギ魚体内からの放射性セシウム（Cs-137）減衰退程

図(2)-10 実験2におけるワカサギ魚体内からの放射性セシウム（Cs-137）減衰退程

## （５）ワカサギの飼育試験による底質の影響評価

実験1と実験2の結果をそれぞれ表(2)-18と表(2)-19に示す。天然のワカサギを用いたことから、1
～2 Bq/kg程度の放射性セシウム（Cs-137）が検出された。2回の実験共に底質区とコントロール区のCs-137濃度に差はほとんど認められなかった。このことから底質からワカサギへ直接的に放射性セシウムが移行している可能性は低いことが示唆された。

表(2)-18 実験1におけるワカサギの放射性セシウム濃度

サンプリング日	底質添加量 (Cs-137)	試験区	測定個体数	平均体重 (g)	肥満度	(Bq/kg)
137Cs
2013/11/19	-	開始前	25	4.8	8.2	1.6	±	0.1
2013/12/4	0 Bq	コントロール	25	4.3	8.1	1.8	±	0.1
2013/12/4	278 Bq	底質区	25	5.6	8.2	2.0	±	0.1
2013/12/9	0 Bq	コントロール	25	3.3	7.4	1.5	±	0.2
2013/12/9	278 Bq	底質区	25	4.9	7.7	1.7	±	0.2

表(2)-19 実験2におけるワカサギの放射性セシウム濃度

サンプリング日	底質添加量 (Cs-137)	試験区	測定個体数	平均体重 (g)	肥満度	(Bq/kg)
137Cs
2014/1/7	-	開始前	20	9.9	9.9	1.1	±	0.1
2014/1/22	0 Bq	コントロール	20	9.5	9.5	1.1	±	0.1
2014/1/22	833 Bq	底質区	20	10.1	9.6	1.4	±	0.1
2014/1/27	0 Bq	コントロール	20	10.2	9.7	1.0	±	0.1
2014/1/27	833 Bq	底質区	20	10.3	9.7	1.5	±	0.1

## （6） 2011年3月以降の赤城大沼におけるワカサギについて

放射性セシウムが降下した2011年3月以降の赤城大沼におけるワカサギの放射性セシウム汚染経過について、これまでの調査結果、ワカサギの生態および赤城大沼の状況を勘案すると次のように考察できる。一般的にワカサギは春季から夏季にかけてプランクトンを積極的に摂餌し急激に成長する。2012年4月～9月、2013年4月～9月にかけてワカサギの肥満度は急激に上昇したことから、赤城大沼のワカサギも春季から夏季に急激に成長し、その後の成長は緩やかであると考えられた。2011年3月の放射性セシウム降下時には、赤城大沼は全面結氷していた。4月になり湖の解水と周囲の雪解けにより放射性セシウムを含んだ水が赤城大沼に流れ込み、湖水の放射性セシウム濃度は高くなると共に赤城大沼は閉鎖性が強いことから湖水中に放射性セシウムが留まったと推察できる。そのため、ワカサギの餌となるプランクトンが放射性セシウムに汚染され、ワカサギが最も成長する時期とプランクトンの汚染が一致することによって、食物連鎖によりワカサギで高濃度の放射性セシウムが検出されたと考えられる。また、2012年4月～9月、2013年4月～9月にワカサギの放射性セシウム濃度が急減したのは、赤城大沼に流れ込んだ放射性セシウムの多くが底質に移行したことで餌となるプランクトンの汚染が2011年と比較して相対的に減少したこと
とによると考えられる。

## （7） 湖沼底質、ワカサギおよび湖水の関係

環境省が実施している環境モニタリング調査より、高濃度の放射性セシウムが湖沼底質に存在していることが明らかとなっている。そのため、湖沼底質にある高濃度の放射性セシウムが魚類に移行する可能性が指摘されている。そこで、湖沼底質（環境省が実施している公共用水域における放射性物質モニタリング測定結果を使用）とワカサギ（本研究測定結果を使用）の放射性セシウム濃度（Cs-137）値を用いて両者の関係性を調べたところ相関は見られず、「ワカサギの飼育試験による底質の影響評価」の結果を支持した（図(2)-11）。一方、湖水（本研究測定結果を使用）とワカサギの放射性セシウム濃度（Cs-137）間には正の相関が認められた（図(2)-12）。つまり、湖水はワカサギの放射性セシウム濃度に影響を与えていると考えられ、湖水→プランクトン→ワカサギと生物濃縮により放射性セシウムが移行していると推察される。また、湖水濃度が高いほどワカサギは高濃度になっていることから、魚類の放射性セシウム濃度を推定するためには湖水濃度の測定が必要であると言える。

図(2)-11 底質とワカサギの放射性セシウム（Cs-137）濃度の関係
図(2)-12 湖水とワカサギの放射性セシウム（Cs-137）濃度の関係

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

赤城大沼における魚類、セストン、水生生物および湖水中の放射性セシウム濃度の継時変化を測定することで、福島第一原子力発電所事故による湖沼環境への放射性セシウム汚染状況を把握することができた。特に、ワカサギについては、放射性セシウム濃度の詳細な分析を行い、全循環（10～11月）に濃度が上昇することを明らかにした。また、ワカサギの放射性セシウム濃度は湖水中の放射性セシウムの影響を受けており、底質中の放射性セシウムは直接的には影響を与えている可能性は低かった。さらに、飼育試験によりワカサギの実効半減期が約180日であることを明らかにした。

## （２）環境政策への貢献

赤城大沼および群馬県内の対照湖沼に生息する魚類、水生植物、プランクトンなどの水生生物の放射性セシウムレベルを測定しその実態を明らかにした。特に、赤城大沼のワカサギについては、詳細な濃度測定を実施して経年変化を調べたところ、2011年8月から2012年9月までは急激な減少傾向を示したが、それ以降は漸減傾向を示している。また、湖の全循環期である10～11月にワカサギの放射性セシウム濃度の上昇を確認した。

赤城大沼の湖水、赤城大沼への流入河川、湧水、さらに対照湖における湖水の放射性セシウムレベルを測定したところ、赤城大沼の放射性セシウムレベルは、他の試料に比べて現在も一桁高レベルであった。また、赤城大沼において水深別の放射性セシウム濃度の測定を行ったところ、
水温躍層が形成される時期は、低層が高レベルになることが明らかとなった。

ワカサギ魚体内からの放射性セシウムの減衰試験（実効半減期の推定試験）を行った結果、魚体内の放射性セシウム濃度の半減には約180日間が必要であると推定された。

ワカサギ飼育試験による底質の影響評価試験を行ったところ、底質からワカサギへ直接的に放射性セシウムが移行している可能性は低いことが示唆された。

## （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＞

赤城大沼のワカサギの放射性セシウムレベルは、2014年1月の段階で、食品の規制値100 Bq/kgをわずかに下回る程度であるが、出荷自貴要請は解除されず汚染問題は継続している。遊漁者は例年の3分の1程度であり、地元の経済的被害も継続中である。当初汚染が見出された福島県檜原湖や県内の榛名湖を除く他の湖沼においては、ワカサギの放射性セシウム汚染は既にほぼ解消している一方、赤城大沼はじめ榛名湖、中禅寺湖（栃木県）、沼澤湖（福島県）などの閉鎖性の強い湖沼では、ワカサギやヒメマスなどの汚染がむしろ顕在化し、本問題が普遍的な現象であることが明らかになっている。

赤城大沼湖水中の全放射性セシウム（Cs-137）レベルは、2013年12月で～0.11 Bq/Lを示している。これは2011年の約半分のレベルであるが、他の水系の10倍以上のレベルである。また、ワカサギの放射性セシウムレベルと湖水レベルは高い相関を示した。これは湖水→植物プランクトン→動物プランクトン→ワカサギの食物連鎖によりワカサギの高レベル汚染が生じているためである。一方、湖水レベルがゆっくりとしか減少しない原因は、赤城大沼の閉鎖性、すなわち、湖水の平均滞留時間が約2.3年であることによると考えられる。本研究により、集水域からの流れこみ、湖底質への沈降、湖底質からの再溶解プロセスは、放射性Csの湖水レベルに大きな影響を与えず、湖水からの放射性Csの流出（すなわち、流入水による希釈効果）だけで湖水レベルがほぼ決まっていることも明らかとなった。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない。

### 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。

## くその他誌上発表（査読なし）>

1) 鈴木究真、角田欣一：水環境学会誌、36(A), 3, 87-90 (2013)

「特集 福島第一原子力発電所事故による水環境の放射能汚染 湖沼環境への影響と課題
一群馬県・赤城大沼一

## （2） 口頭発表（学会等）

1) 鈴木究真、田中英樹、泉庄太郎、小野関由美、松岡栄一、久下敏宏、佐藤敦彦、相澤省一、森勝伸、薬袋佳孝、野原精一、長尾誠也、角田欣一：「ワカサギにおける放射性セシウムの減衰退程」平成25年度日本水産学会春季大会（2013年3月）

2) 鈴木究真：「湖沼環境への影響-群馬県・赤城大沼-」NPO法人21世紀水倶楽部 2013年研究集会「陸域における放射性物質の挙動を探る」(2013年7月)

3) 小野関 由美、野原 精一：「赤城大沼における放射性セシウムの推移 ーワカサギは何をどの様に食べているか？」第18回ワカサギに学ぶ会（2014年1月）

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない。

## （4） シンポジウム、セミナー等の開催（主催のもの）

1) 赤城大沼の放射性セシウム汚染に係る研究成果説明会（地元説明会）（2014年3月20日、赤城公園ビジターセンター会議室）

## （５）マスコミ等への公表・報道等

1）上毛新聞（2012年7月7日、一面、平成24年度環境研究総合推進費の採択について）

2）東京新聞（2012年7月7日、群馬版、平成24年度環境研究総合推進費の採択について）

3) 毎日新聞（2012年7月7日、群馬版、平成24年度環境研究総合推進費の採択について）

4) 読売新聞（2012年7月7日、群馬版、平成24年度環境研究総合推進費の採択について）

5) 東京新聞(2012年9月15日、群馬版、赤城大沼ワカサギの汚染解明に向けての研究について)

6) TBSテレビ Nスタ（2013年1月30日、赤城大沼の状況と研究成果について15分ほど紹介）

7) 朝日新聞「プロメテウスの罠（釣ったら放せ、1～20）」（H25.6.14～7.3、赤城大沼問題は6.24～29にプロジェクトメンバーらの研究活動を中心に取り上げられた。）

8) 朝日新聞（2014年3月9日、群馬県版、ワカサギ規制 解除いつ）

## (6) その他

特に記載すべき事項はない。

### 8 \. 引用文献

1) M. Aoyama, K. Hirose, T. Miyao and Y. Igarashi, Low level 137Cs measurements in deep seawater samples. Appl. Radiat. Isot., 53, 159-162 (2000)

2) K. Hirose, M. Aoyama, Y. Igarashi and K. Komura, Extremely low background measurements of $ ^{137} $ Cs in seawater samples using an underground facility (Ogoya). J. Radioanal. Nucl. Chem., 263, 349-353 (2005).

3) K. Hirose, M. Aoyama, Y. Igarashi and K. Komura, Improvement of $ {}^{137}Cs $ analysis in small
volume seawater samples using the Ogoya underground facility. J. Radioanal. Nucl. Chem., 276, 795–798 (2008).

4) Report of the Chernobyl Forum Expert Group ‘Environment’(2006), Environmental Consequences of the Chernobyl Accident and their Remediation: Twenty Years of Experience, 166pp, IAEA, Vienna

5) M. A. Malek, M. Nakahara, R. Nakamura, Uptake, retention and organ/tissue distribution of 137Cs by Japanese catfish (Silurus asotus Linnaeus). J. Environ. Radioact., 77, 191-204 (2004)

6) 鈴木究真，角田欣一：湖沼環境への影響と課題—群馬県・赤城大沼—，水環境学会誌，36, 3, (2013) 87-90.

7) T. M. Poston, and D. C. Klopfer, (1988) Concentration factors used in the assessment of radiation dose to consumers of fish: A review of 27 radionuclides, Health Phys., 55, 751-766.
## （３）赤城大沼湖沼生態系の物質循環に関する研究

国立環境研究所

生物・生態系環境研究センター

野原精一

平成24(開始年度)～25年度累計予算額：7,974千円

（うち、平成25年度予算額：4,001千円）

予算額は、間接経費を含む。

[要旨]

渓流からの流砂、湖沼沈殿物、動植物プランクトン、底生動物および魚類の窒素・炭素安定同位体比、放射性Cs濃度を測定して、Csの物質収支および生物サイクルを含むワカサギの食物連鎖によるCs生物濃縮メカニズムを明らかにするため、食物網を明らかにし食物からの放射性Csの移行を推定した。また底質の影響を実証するための隔離水界実験を行い、底泥の影響がワカサギには及ばないことを明らかにした。流域からの流入量の把握、土地利用解析、水文解析により大沼のCs物質収支を明らかにし、積雪期のフォールアウトの影響について初めて指摘した。

## [キーワード]

放射性セシウム、湖沼生態系、集水域、沈殿物、積雪

### 1. はじめに（研究背景等）

群馬県の北部、西部の山間部を中心に、福島第一原子力発電所事故による放射性セシウム汚染の広がった（群馬県の調査、文科省航空機モニタリング調査）。これらの調査結果は、全体の傾向はよく一致し、個別にデータは必ずしも一致した結果とはなっていない。さらに赤城大沼においてはワカサギ、ウグイ、イワナなどの魚類に暫定基準値以上の放射性セシウムの汚染が観測された。しかし、同程度の放射性セシウムの降下があったと考えられる他県の湖沼や県内の利根川水系の湖沼などと比較してみても、特に赤城大沼における魚類の放射性セシウム汚染は特異的と考えられ、その原因は必ずしも明確でない。そのため、今後の放射性セシウムの物質循環とその原因を研究する必要がある。

### 2. 研究開発目的

Csの物質収支および生物サイクルを含むワカサギの食物連鎖によるCs生物濃縮メカニズムを明らかにするため、渓流からの流砂、湖沼沈殿物、動植物プランクトン、底生動物および魚類の窒素・炭素安定同位体比、放射性Cs濃度を測定して、食物網を明らかにし食物からの放射性Csの移行量を推定する。また底質の影響を実証するための飼育実験を行う。

他のサブグループと協力して、渓流からの流砂によるCs量の把握、湖心に毎月1回水深別に採水を行う。動植物プランクトンの定量採取、種組成の年変動、懸濁物質の粒度を明らかにする。生物サイクルを含むワカサギの食物連鎖によるCs生物濃縮メカニズムを明らかにするため、動植物プランクトン、底生動物および魚類の窒素・炭素安定同位体比、Cs濃度を測定する。食物網を
明らかにし、食物と水からのCsの移行量を推定する。また、流域からの流入量の把握、土地利用解析、水文解析により大沼のCs物質収支を明らかにする。

底質の再懸濁由来の餌からワカサギへ移行する仮説を証明するため、大沼底質と湖水を実験水槽に入れ、非汚染地域からのワカサギの受精卵を使って、接種、飼育、観察を行う。さらに底質攪拌再懸濁区・非攪乱区・底質除染区等を設け、実験的に底泥再懸濁仮説を証明する。

## 3 ．研究開発の方法

## 1 ）湖沼水文调查

流入河川（覚満川）と流出河川（赤城大沼用水）の水文・水質調査を実施した。大沼生態系構造の把握するため、毎月1回、流入河川（覚満淵川）と実質的な流出河川（赤城大沼用水）の圧力式水位計（HOBO、water level logger）による水位・水温観測と電磁流速計による流量観測を行った。詳細な湖盆図を作成し、湧水のわき出しの有無と魚類の分布状況を明らかにして懸濁浮遊物質が魚類に取り込まれるかどうかを検討した。湖沼では魚群探知機（NAVMAN）で表層から湖底の懸濁物や魚類の分布状況及び水深を把握した。

流向流速計（YSI，M9 River Surveyor）による流向流速調査と水温分布調査を2012年7月5日に行った。流向流速観測コースは100m間隔、15ラインで測定した。基本仕様は、流速計測計測範囲（距離）0.06m～30m計測範囲（流速）20m/s計測精度最大0.25%分解能0.001m/sセル数（層数）最大128セルサイズ0.02m～4mトランスデューサ3MHz,1MHzは4ビーム取付角25°、鉛直ビーム0.5MHz（測深用）。水深計測計測範囲0.2m～80m計測精度1%分解能0.001m。流量計測：計測可能水深（ポトラック利用時）0.3m～30m計測可能水深（RTK GPS利用時）0.3m～80m。流量計算プロツセッサ内部処理を行った。電気伝導度、水温、圧力、音速、GPS位置についてはCast Away-CTD（YSI）を用いた。

## 2 ）湖沼水質・プランクトン組成調査

赤城大沼の湖心で2012年～2013年の5月～11月に2週間毎と結氷期の2月と3月に水質調査（水深、水温、pH、電気伝導度、溶存酸素濃度）を測定した。

湖心において毎月2回水深別（0，3，6，9，12，15，16m）に北原式採水器で採水を行い冷蔵して実験室に持ち帰り、GF/Fフィルターでろ過して懸濁物質量（SS量）、藻類現存量としてクロロフィルa量を測定した。GF/F濾液から栄養塩を測定した。別に、0.2μmフィルターでろ過した濾液に硝酸を1％になる様に加え、ICP-AESとICP-MSによる元素分析を行った。流入する周辺湧水で採水を行い、フィルターでろ過して栄養塩及び元素分析行った。

湖心において毎月2回水深別（0，3，6，9，12，15，16m）に北原式採水器で植物プランクトンを採取し、ルゴール液で固定し種組成を明らかにした。動物プランクトンはプランクトンネット（NXX7：目合い200μm・口径40cm）を用いての湖底から垂直引きして動物プランクトンを濃縮し、シュガーホルマリンで固定して、種類と個体数を計測した。

## 3 ）沈澱量調查

毎月2回水質調査を行って溶存物質と懸濁物質量を測定した。湖心の中層（6m）と下層（14m）に沈殿瓶（口径5cm、長さ30cmアクリル製）を係留し、月1回と1日係留を行って沈殿物を回収し、
湖への新生堆積物の沈降水量を観測した。また、底泥の再懸濁量を評価するため水深5-6m付近沿岸域湖底に同様の沈澱瓶を1昼夜設置し沈殿物を回収し、湖岸への新生堆積物の沈降水量を観測した。

## 4 ）粒度分布調查

粒度分析計（LISST-100X）を1m水深毎に1分間静置して、各水深の粒径体積分布をした。その機器を使って、採水した湖心の湖水を持ち帰って水深別粒径一体積濃度の関係を測定した。ポリプロピレン製瓶に湖水を2L採水して、LISST-100X（2.5～500μm）による粒度分析用サンプルとして冷蔵して実験室に持ち帰った。また、現地観測として湖心を含む6地点で1秒ごとに測定を行い、各水深で10データを平均して代表値とした。その後、架台に取り付けたLISST-100Xを水深6mの地点に設置し、インターバル1分の連続測定を1500分行って時間的な底泥の攪乱を観測した。

## 5 ）摂餌実験と安定同位体比調査

ワカサギが生きたタマミジンコ等を食べる様子を強い照明で明るくし、ハイビジョンカメラと、ハイビジョン規格のハイスピードカメラを用いて撮影した。また、ワカサギを釣り直ぐに冷凍して、胃内容物を採取し、光学顕微鏡で観察した。生物サイクルを含むワカサギの食物連鎖によるCs生物濃縮メカニズムを明らかにするため、動植物プランクトン、底生動物および魚類の窒素・炭素安定同位体比を測定して、食物網を明らかにし食物からのCsの移行量を推定するためサンプルを調整した。

6）動植物プランクトン、底生動物および魚類の窒素・炭素安定同位体比とCs濃度底質表層および魚類の窒素・炭素安定同位体比を安定同位体分析計で分析した。

## 7 ）放射性セシウム堆積分布調査

沿岸部の放射性セシウムの蓄積濃度を乾燥後Ge検出器で放射性Csの分析を行った

## 8 ) 渓流からの流砂によるCs量の把握

赤城大沼の流入河川は覚満川のみであるが、集水域の一部でしかない。約7割は地下水もしくは湧水起源とされている（近藤・濱田，2009）。台風や大雨による洪水時には、Csを含む濁水が表層を流れて通常の涸れ沢から流入すると想定されため、流入量の多いと考えられた涸れ沢に流砂トラップ（口径10cm、長さ100cmの塩ビパイプ）を10ヶ所に設置して、洪水後に回収した。流砂は、乾燥後Ge検出器で放射性Csの分析を行った。

## 9 ）放射性セシウム堆積分布調査

底泥に堆積した放射性Csの存在量を明らかにするため、エックマンバージ採泥器を使って沿岸周辺の湖底から底泥を採取し、採泥器中央の表層5cmのコアサンプルを得た。NaIシンチレーション分析計で分析した。また、大沼における底泥の放射性Csのインベントリーを明らかにするため、2013年2月と8月に底泥を佐竹式コアサンプラーで柱状採取を行った。底泥コアは2cm毎に切り分け、60℃で乾燥後、Ge検出器で放射性Csの分析を行った。
## 10 ）土地利用解析

過去のランドサット画像23シーンを入手してNDSI（正規化積雪指数）の解析を行った。使用した画像として背景にはLANDSAT8の2013年5月3日の画像を使用し、積雪状況の変化をLANDSAT7の1995年～2003年14年間の1月～5月初旬の雲の少ない画像を23シーン使用した。2003年5月以降は、画像にギャップが入っているため使用しなかった。手順は以下の様である。

1．各シーンでNDSI（正規化積雪指数）を計算し、その値から積雪域を決定し2値化画像を作成（積雪あり：1 なし：0）。2．積雪域の2値化画像の値を全て足し合わせる（画像の値：0～23）。3．2．の数値が大きいほど、どの時期でも積雪がある2．の数値が少ない地点より融雪が始まると考え、数値が少ないところより背景画像が現れるような動画を作成した。また、度数分布の色分け、各積雪域に流域を重ねたもの各シーンの積雪分布は解像度がそのままだと粗いため境界にスムージングをかけた。度数分布は解像度がランドサットのままの30mメッシュとした。

## 11 ）水文解析により大沼のCs物質収支

水文解析により大沼の放射性Cs物質収支を計算した。赤城大沼用水の放水データを入手し、赤城大沼の月別流出量（2012年～2013年）を示した。

## 12 ）底泥の移動シュミュレーション

台風による風波で引き起こされた底泥の移動シュミュレーション（2013年9月）と（2013年10月）を行った。計算手法は、豊田ら（2003）と基本的に同様であるが、吹送波の算定に用いる水深は赤城大沼の平均水深といわれる9.1mとし、波浪推定地点の実水深に対する浅水・砕波変形を考慮して補正した。吹送流場は準3次元での計算とし、鉛直方向に1m間隔で層分割（ただし、15m最大水深は同一層）。底泥の巻き上げフラックス $ E=M(\tau/\tau e-1) $ において、 $ \tau e $ には豊田ら（2003）と同じ0.05Paとしたが、Mは大きめに設定し、0.2g/m²/sとした。検討対象とした強風イベントは、Case 1：2013年台風18号（2013年9月16日1:00～9月18日23:00：70時間）風速最大時の風向：南東→9月18日に探水調査があった。Case 2として、2013年台風26号（2013年10月16日1:00～10月18日0:00：47時間）風速最大時の風向：北西とした。

## 13 ）大沼底質と湖水の実験水槽実験

25個、70Lのプラスチック製円形水槽にエンジンポンプで湖水表層の水で満水にした。それぞれにエックマンバージ1回分の大沼湖底の底泥をプラスチックバットに構造をほぼ維持したまま静かに移し、底泥サンプルの中央から底泥コアを採取し放射性物質分析用のサンプルとした。投入時、0.5ヶ月後、1ヶ月後、2ヶ月後、3ヶ月後に湖水を採取し、水中クロロフィルa量を測定した。投入時、2ヶ月後に10Lの実験湖水を持ち帰り、懸濁物質をGF/Fフィルターでろ過し、懸濁物質と溶存態の放射性CsをGe検出器で分析した。

## 4 ．結果及び考察

## 1 ）湖沼水文调查

図(3)-1には流入河川（覚満川）と流出河川（赤城大沼用水）を示した。流入河川は覚満川のみで、多くは大沼周囲の湧水から涵養されていた。図(3)-2．左図に魚群探知機で見た表層から湖底
の懸濁物や魚類の分布状況を示し、右図には流向流速計の調査風景を示した。その赤城大沼の流向流速調査と水温分布（2012年7月）の結果を、図(3)-3に示した。流向流速観測コースは100m間隔で測定した。その調査の結果、赤城大沼の湖盆図（図(3)-4）を作成した。図(3)-5には赤城大沼の流向・流速分布を表層、中層、下層に別けて示した。大きな卓越した流れはなく、平均して最大で30cm/秒以下の極わずかの流速が見られた。図(3)-6には赤城大沼の鉛直流速分布を示した。目立った地下からの湧きだしの様な物はなく、沿岸部では流速がやや大きいことが判った。

図(3)-1. 流入河川（寬満川）と流出河川（赤城大沼用水）

図(3)-2. 魚群探知機と流向流速計の調査風景

水温調查位置

図(3)-3. 赤城大沼の流向流速観測コースと水温分布（2012年7月）
図(3)-4. 赤城大沼の湖盆図

図(3)-5. 赤城大沼の表層・中層・底層における流向・流速分布
図(3)-6. 赤城大沼の鉛直流速分布

## 2 ）湖沼水質・プランクトン組成調査

図(3)-7に、深度別、季節別の懸濁物質量（SS）を示した。湖底周辺での採取場所による大きな変化はあるが、季節的な変化は少なかった。水深15mでは徐々に懸濁物質量が増加し秋には減少した。一方、深度別、季節別のクロロフィルa量（図(3)-8）の変化は、水深によって大きく異なっていた。特に、7月には水深9-12m付近、10月には水深6m付近、11月には水深9m付近のクロロフィルa量が高く、藻類が中層で増加したことが判る。水質環境から、夏期に成層して(図(3)-9)、温度躍層下で溶存酸素が極大になり藻類の一次生産が大きい事が判った。また、底層では無酸素になり水深10m以深ではワカサギなどの生息ができなく、電気伝導度が上昇していて底泥からの溶出が起こっていると推定された。図(3)-10には各種の植物プランクトンの水深別個体数（個体数／ml）を示した。主な藻類は珪藻のCycolotella sp.と星状群体のFragilaria sp.であった。同じく珪藻のAulacoseira ambiguaが水深15m付近に多かった。

図(3)-7. 深度別、季節別の懸濁物質量（SS）
Days

図(3)-8. 深度別、季節別のクロロフィル а 量

湖心にて毎月１回水深別に採水し、動植物プランクトンの定量採取、種組成の年変動を把握した。植物プランクトンの指標であるクロロフィルａ量は循環期である５月には水深間で一様であったが、徐々に６ｍから１２ｍまでの変水層にクロロフィルａ量が多く（図(3)-11）、秋の循環期には全層が一様になった。主な植物プランクトン（図(3)-12および表(3)-1）に示した。

図(3)-9. 湖心の各水質（水温、溶存酸素、電気伝導度、pH）と水深（2012年7月19日）
図(3)-10. 各種の植物プランクトンの水深別個体数（個体数／ml）

図(3)-11．赤城大沼の水深別のクロロフィル а 量（2012年）
# 赤城大沼の植物プランクトン量

図(3)-12. 赤城大沼の植物プランクトン写真

表(3)-1（89 ページ）に示したように藍藻では Chroococcus sp.、Microcystis aeruginosa*、Woronichinia naegeliana*、クリプト藻では Cryptomonas sp.、渦鞭毛藻では Ceratium hirundinella、Peridinium bipes、Peridinium sp.、が見られた。黄金色藻では Dinobryon bavaricum、Dinobryon divergens が見られた。珪藻では Cyclotella stelligera、Cycolotella sp.、Cycolotella spp.、Aulacoseira ambigua、Urosolenia longiseta、Asterionella formosa、Fragilaria crotonensis、Fragilaria sp.（星状群体）、Fragilaria sp.（单体）、Fragilaria spp.、Synedra acus、Tabellaria flocculosa、Achnanthes sp.、Cymbella sp.、Gomphonema sp.、Navicula spp.、Nitzschia sp.、Suriella sp.が見られた。緑藻では Quadrigula sp.、Dictyosphaerium pulchellum、Scenedesmus quadricauda、Scenedesmus sp.、Elakatothrix gelatinosa が見られた。特に珪藻の細長い Aulacoseira ambigua や Asterionella formosa、Cycolotella sp. が多く見られた（図(3)-12）。

## 3 ）沈澱量調查

図(3)-13 に沈澱トラップの沿岸域用と湖心用を示した。その採集器で沈澱量の季節変化（図(3)-14）の係留1日と係留2週間の値を比較した。係留1日の調査でも2週間でも同じようなオーダーで藻類による沈澱量が把握できた。特に、2週間法では循環期の6月や10月には沈澱量が多くなり、一次生産が増加している事が判った。一方成層期には沈澱が少なくなった。1日係留による湖心と沿岸部での沈澱量を比較すると、明らかに沿岸部が2-3倍多く、湖底の巻き上げによる再懸濁による見かけ上の沈澱量が増えている物と思われた。沈殿物量は6mや14mで大きな違いは見られなかった。有機物量だけにして、無機物を除けば一次生産を推定することができる。また、沈殿物に含まれる放射性セシウム量を測定することによって、放射性セシウムの蓄積が今も続いているかを判断できる。
赤城大沼植物ブランクト調査結果
図(3)-13. 沈澱トラップ（左図：沿岸域用、右図：湖心6m用）

図(3)-14. 沈澱量の季節変化（左図：係留１日、右図：係留２週間）

## 4 ）粒度分布調查

粒度分析を行う LISST-100X の外観（図(3)-15, 16）を示した。その機器を使って、採水した湖心の湖水を持ち帰って水深別粒径一体積濃度の関係を測定した。水深毎に含まれる植物プランクトンの種類や大きさに関係して、粒径分布が変化することが見られた。赤城大沼の表層と流出河川の粒径分布は、74.5 μm をピークとする大型有機態凝集粒子が少ないために植物プランクトンと思われるピーク（14.2～23.4 μm）が明確である。流出の粒径分布の形状は湖心と相似であったが、湖心よりも高い体積濃度になっていた。図(3)-17 には流入河川と流出河川の粒径一堆積濃度との関係（左図）、湖心の粒径一堆積濃度との関係（右図）を示した。5月と比較して6月の台風後には小さな粒径分布になっていた。5.27～12.1 μm の間はほぼ同じくらいであった。ピーク粒径は、底層近くの水深17m では 38.4 μm であったが、水深15m では 32.5 μm と減少した。この変化は次の仮説が想定される。A)再懸濁説：再懸濁する小さい粒子は少なく、大きな粒子（32.5～38.4 μm）が再懸濁した結果。植物プランクトンのピーク（14.2～23.4 μm）は隠れ、その粒径範囲にわずかなゆがみである。B)土壌粒子流入説：流域からの微細な土壌粒子の混入による懸濁。総合的な結論には更なる台風時の流域からの流入水の追跡調査が必要である。図(3)-18 には水深と体積濃度との関係（左図：粒度別、右図：地点別）を示した。10月の水深10-12m 付近にはどの地点でも同じようなピークが見られ、その原因を作っているのは 5 μm 未満の粒子と推察できる。
図(3)-19には沿岸定点における粒径と体積濃度との関係（左図）、体積濃度の時間変化（右図）を示した。図のようなLISST-100Xの架台設置し、時間変化を見たところ、40分にはLISST-100Xの架台設置による底泥の攪乱と見られた懸濁粒子が多かったが、700分後の10/063:30には、ピーク粒径87.9μm、1000分後の10/068:29にはピーク粒径87.9μmが見られた。粘土粒子分は、600分後くらいまでほぼ一定で、その後減少していた。1000分後では、粘土粒子分が大きく増加（0.40→1.58μL/L）していた。湖底上には浮遊している大型凝集態粒子は多く存在するが、浮遊している粘土粒子分はほぼ一定であり、湖底の泥に含まれる粘土粒子分が浮遊するのにはある程度に大きな外力が必要と思われた。1000分後では、かなり乱流が発生していたと思われた。同時期に電磁流速計による計測結果には流速を伴う大きな攪乱はなかった。以上のことから、この懸濁粒子は大型の魚類（例えばコイやイワナなど）による遊泳による攪乱と思われ、平穏な時期でもある程度の底泥の巻き上げは起こると推定された。

図(3)-15. LISST-100X の外観（左図）と湖心の水深別粒径－体積濃度の関係（右図）

LISST-100X で測定した赤城大沼の各水深におけるセストンの粒径分布（2012年8月と2013年3月）を図(3)-20 に示した。夏期の成層期には一次粒子として 5.3 μm の粒子、植物プランクトンとして 12.1 μm の粒子が見られ、三次粒子として 63.1-87.9 μm の粒径の粒子がピークを作っていた。冬期の雪氷下の成層期には、水深 2-12 m に一次粒子として 6.0 μm の粒子があり、二次粒子として水深 1~12 m に 43.9 μm の粒径粒子が存在し、冬期は約 1/10 の濃度であった。
図(3)-16. 粒度組成の分析器（LISST-100X）

図(3)-17. 流入河川と流出河川の粒径—堆積濃度との関係（左図）、湖心の粒径—堆積濃度との関係（右図）
図(3)-18. 水深と体積濃度との関係（左図：粒度別、右図：地点別）

図(3)-19. 沿岸定点における粒径と体積濃度との関係（左図）、体積濃度の時間変化（右図）

## 赤城大沼のセストンの粒径分布

(1) 夏期成層期（2012年8月）

第1次粒子：5.3μm

植物プラン外：12.1μm

第2次粒子：ピークなし

第3次粒子：63.1～87.9μm

(2) 冬期 成層期(結氷期 2013年3月)

第1次粒子; 6.0μm(水深2～12m)

植物プラン外; ピークなし

第2次粒子; 43.9μm(水深1～12m)

図(3)-20. 赤城大沼の各水深におけるセストンの粒径分布（2012年8月と2013年3月）
## 5 ）摂餌実験と安定同位体比調査

ワカサギが生きたタマミジンコを食べる様子を強い照明で明るくし、ハイビジョンカメラと、ハイビジョン規格のハイスピードカメラを用いて撮影した。口をあけ（えらぶたから、水を排出して）タマミジンコを飲み込む様子が観察された。ワカサギと動物プランクトンの付着したサイハを示した（図(3)-21）。ワカサギは動物プランクトンを目視し選んで摂餌している事がわかる。その際、大型の懸濁粒子（底泥の粘土粒子、植物遺体、大型の植物プランクトン）が図(3)-21のようなサイハに捕集され食物として食される可能性がある。実際のワカサギの胃内要物の解析が重要となる。

生物サイクルを含むワカサギの食物連鎖による Cs 生物濃縮メカニズムを明らかにするため、動植物プランクトン、底生動物および魚類の窒素・炭素安定同位体比を測定して、食物網を明らかにし食物からの Cs の移行量を推定するためサンプルを調整した。

図(3)-21．ワカサギと動物プランクトンの付着したサイハ
## 動植物プランクトン、底生動物および魚類の窒素・炭素安定同位体比とCs濃度

底質表層および魚類の窒素・炭素安定同位体比を図(3)-22に示した。ワカサギの窒素安定同位体比は約9‰で、ヨシノボリ、ウグイ、オイカワとそれほど違いはなかったが、底質の窒素安定同位体比とはかけ離れており、直接底泥を摂食する可能性は低いと考えられた。ワカサギの炭素の同位体比は他の3魚種より軽くなっており、植物プランクトン由来の炭素を起源とする食性であることが推察された。

図(3)-22. 底質表層および魚類の窒素・炭素安定同位体比

## 底質の再懸濁由来の餌からワカサギへ移行する仮説

ワカサギのCs濃度が高く維持され、沿岸の浅瀬が再懸濁して約5倍の見かけ上の堆積量があり、そのCs濃度も高いことから、当初底質の再懸濁由来の粒子が誤って餌としてワカサギへ移行する仮説を立てた。調査の結果、安定同位体比による解析から底泥と著しい違いが窒素安定同位体比に見られたこと、ハイスピードカメラによるビデオ映像観察から一旦摂食した大型粒子は食物でないと判断してはき出したことから直接に底泥粒子を摂餌している事は考えにくい。したがって底質の再懸濁由来の餌からワカサギへ積極的には移行していないと考えられた。

## 胃内容物解析による食物網の解明とワカサギの食物連鎖によるCs生物濃縮メカニズム

図(3)-23．にはワカサギの胃内容物と模式図を示し、図(3)-24．にはワカサギの胃内容物の顕微鏡写真を示した。ワカサギの胃内容物には動物プランクトンの卵やその分解された体が見られ、動物プランクトン食であることが明らかである。一方、それ以外にも緑色した微細藻類や長い珪藻が見られた。緑色した微細藻類は紫外線を当てると蛍光を発する生きた細胞であることが判明した。このことは、動物プランクトン以外にも、その動物プランクトンの胃内容物として未消化な微細藻類を取り込んでいることになる。大型の群体を作る藍藻類、長い珪藻は動物プランクトンの餌にはなり得ないことから、直接ワカサギが長い珪藻を選択したか動物プランクトンを摂食する際に誤飲したと考えられた。先の同位体比分析から他魚種より軽い炭素の同位体比を示したこ
とを考え合わせると、ワカサギの餌として間接的・直接的に植物プランクトンは重要な位置を占めていると考えられた。

図(3)-23. ワカサギの胃内容物と模式図

図(3)-24. ワカサギの胃内容物

## 6 ）放射性セシウム堆積分布調査

図(3)-25 には沿岸部の放射性セシウムの蓄積濃度（2012年8月）を示した。沿岸域の底泥に含まれる放射性セシウムは湖心の底泥に比べて少ないが、場所による偏りが見られた。特に高いのは、キャンプ場下、赤城神社の北、覚満淵川河口、赤城少年自然の家の南、武蔵大学寮の北であった。低いのは底泥が礫質で有機物量が少なく粘土粒子の量が少ないためと考えられた。これらの放射性セシウムの分布偏りを明らかにするために、集水域での蓄積量にも同様の偏りがあるかを確認するため、登山道における空間線量の測定と流路図の作成を行った。その結果は、図(3)-26
に示した。赤城大沼の集水域と仮想の表層流路図上には、空間放射線量が高いわゆるホットスポットが3ヶ所認められた。地蔵岳中腹、薬師岳中腹、黒檜山の中腹の何れも標高1500mであった。当時の積雪の状態や風向きによる放射性セシウムが偏って蓄積したと考えられ、その下流に流路に沿って流れ込んだものと推定された。

図(3)-25. 沿岸部の放射性セシウムの蓄積濃度（2012年8月）

図(3)-26. 赤城大沼の集水域と仮想の表層流路図
## 7 ) 渓流からの流砂による Cs 量の把握

赤城大沼の流入河川は覚満川のみであるが、集水域の一部でしかない。約7割は地下水もしくは湧水起源とされている（近藤・濱田，2009）。台風や大雨による洪水時には、Csを含む濁水が表層を流れて通常の涸れ沢から流入すると想定される。そこで、流入量の多いと考えられた涸れ沢に流砂トラップを10ヶ所に設置（図(3)-27）して、洪水後に8個回収した（図(3)-28）。

図(3)-27. 流砂トラップの配置図

図(3)-28. 流砂トラップ及び内容物の写真

図(3)-29 には流砂に含まれていた放射性 Cs の濃度を示した。平均して約 1200 Bq/kg の土砂が台風
時には流入すると定性的に見積もられた。各流入は流域面積と覚満川の流域との比較によって流入量を半定量的に見積もることは可能である。粒径の大きい石や砂は湖岸近傍に堆積するが、細粒分は湖内に拡散して再堆積すると予想される。

図(3)-29. 流砂の放射性物質量

## 8 ）放射性セシウム堆積分布調査

底泥に堆積した Cs の存在量を明らかにするため、エックマンバージ採泥器を使って沿岸周辺の湖底から底泥を採取し、採泥器中央の表層 5cm のコアサンプルを得た。また、大沼における底泥の放射性 Cs のインベントリーを明らかにするため図(3)-11 の地点で、2013 年 2 月と 8 月に底泥コアサンプリングを行った（図(3)-13）。

図(3)-14には、湖心での堆積量の見積（インベントリー）を示す。湖心でも底質は大変不均一で、平均して3万Bq/m²が存在していた。湖沼全体で26.1GBqの放射性の $ ^{137} $ Csが底泥に存在していた。 $ ^{40} $ Kはどのコアも同じように検出されていることから、表層のサンプリング不具合ではなく放射性物質が不均一に堆積したものと推察された。

赤城大沼の底泥採取予定ポイント（2013年2月）n=24

図(3)-30. 赤城大沼の底質コア採取地点