Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
137をスギ心材に集積させるひとつの原因であろう。

本研究で測定した樹木は原発事故後1年半および2年半後に伐採したものである。これくらいの短い期間においても、放射性セシウムは幹内部の心材に到達している。アルカリ金属であるルビジウムをスギ辺材に注入した研究 $ ^{6} $ によると、10日後にはルビジウムは心材に達していることが報告されている。したがって、いったん樹木内部に取り込まれたセシウム137は速やかに心材をふくむ樹体各部に移行していくものと考えられる。

図(2)-7 スギ木部中セシウム137濃度の半径方向の分布

## 3 ）樹木葉中のセシウム137

樹木葉に含まれるセシウム137を図(2)-8に示す。図ではアカマツ林調査区と落葉広葉樹林調査区の試料を合わせ、樹木中のセシウム137濃度(Bq kg⁻¹)を地表単位面積当たりのセシウム137沈着量(Bq m⁻²)で割った面移行係数(m²/kg)の値で示している。面移行係数を用いると、調査地ごとのセシウム137沈着量の違いに関係なく、樹種間のセシウム137取り込みの違いを比較できる。外生菌根菌は子実体に高濃度のセシウム137を集積することが知られている $ ^{7} $ ので、図(2)-8では外生菌根性と非外生菌根性とに分けて樹種を比較している。

外生菌根性と非外生菌根性の樹種グループ間に有意な違いはなく、同じ科の属間でも面移行係数の値にはかなりの違いが見られる。この結果から判断するかぎり、樹種が外生菌根を形成するかどうかはセシウム137の樹体内への取り込みに影響を及ぼす可能性は小さいと思われる。

図(2)-9 に樹木葉のセシウム137とカリウム40の面移行係数の関係を示した。いずれもアルカリ
金属に属するセシウムとカリウムはその化学的な性質が類似しているので、生物の体内においても類似した挙動を示すものと考えられる。外生菌根性と非外生菌根性の樹種グループ間に明瞭な違いは見られず、前者が特異的にセシウム137を吸収している様子はなかった。

図(2)-8 樹木葉中のセシウム137。異なる調査地の試料を比較するため面移行係数で表示。

図(2)-9 樹木葉のセシウム137とカリウム40の面移行係数の関係
## （２）土壌に含まれるセシウム１３７

アカマツ林と落葉広葉樹林の土壌に含まれるセシウム137を図(2)-10に示す。両地点ともに腐葉・腐植層(F-H層)においてセシウム137濃度が最大で、次いでリター層(L層)、鉱質土層の順になる。鉱質土層では最上部でセシウム137濃度が最大となり、表層から5cmまでに大部分のセシウム137が存在している。これに対してスギ林の土壌では、鉱質土層の0-1cmにおける濃度がL層における濃度を上回っていた(図(2)-11)。F-H層から鉱質土層へと連続する土壌断面においては、試料の取り方によって結果に違いが出ることを考慮すると、L層よりも鉱質土層の表層でセシウム137濃度が高いことがスギ林土壌に特異的であるとは言えない。アカマツ林と落葉広葉樹林とは試料採取時期が1年遅いことを考えると、その間にスギ林ではセシウム137が下方に移動したとも考えられる。いずれにしても、スギ林においてもセシウム137はその大部分が鉱質土層の5cmまでのところに集積している。

初期沈着の少なかったアカマツ林と落葉広葉樹林の調査地では顕著ではなかったが、スギ林の調査地では表層から20cmまでの全ての深さにおいてセシウム137だけでなくセシウム134も検出した(図(2)-11)。このことは、土壌下層に存在する放射性セシウムが過去の核実験由来のものではなく、原発事故によって放出された放射性セシウムであることを示している。セシウム134全体の量に比べると鉱質土層下方にあるセシウム134の量はわずかであるが、上部から下部に向かって徐々に移行している様子がうかがえた。森林土壤において放射性セシウムの下方への移動はきわめてわずかであると報告されている $ ^{8} $ が、セシウム137の半減期が30年に及ぶことを考慮すると、地下水系への移行については今後も注意が必要であろう。

図(2)-10 アカマツ林と落葉広葉樹林の土壌中セシウム137の鉛直分布
図(2)-11 スギ林の土壌中セシウム134、セシウム137

の鉛直分布。横軸が対数であることに注意。

## （３）きのこに含まれるセシウム１３７

きのこに含まれるセシウム137を面移行係数で比較した(図(2)-12)。セシウム137に関するきのこの面移行係数を樹木葉の面移行係数に比べると、大きいものでは100倍もの違いがあった。外生菌根菌と腐生菌とを比べると平均値では前者のほうが面移行係数の値が大きかった。しかし、種、属のレベルでみると、外生菌根菌のなかでも値にばらつきがあり、腐生菌よりも小さい値を持つものがあった。属のレベルでみると、Cortinarius、Lactariusなどにセシウム137を濃縮するものが多く見られた。腐生菌の中ではPholiota lubricaが例外的にセシウム137を濃縮することが見出された。

菌類によるセシウム137の集積にはまだ不明な点が多い。原発事故後2年半までの時点でみると、セシウム137がもっとも高い濃度で存在しているのは腐葉・腐植層で、これに次いでリター層または鉱質土層である。しかし、セシウム137が集積した林床の有機物層を分解して炭素を得ているにもかかわらず、本研究で測定した腐生菌のきのこのセシウム137濃度は予想されるほど高くなかった。逆に、鉱質土層中に菌糸を伸ばしていると考えられる外生菌根菌のほうが、腐生菌に比べてより高濃度のセシウム137をきのこに集積する傾向があった。この点を確認するため、本研究では安定同位体比の測定によって菌糸が分布している基質の推定を行った。その結果を図(2)-13および図(2)-14に示した。

図に示すように、炭素同位体比( $ \delta^{13}C $ )および窒素同位体比( $ \delta^{15}N $ )はアカマツ林、落葉広葉樹林のいずれにおいても有機物層であるリター層とF+H層で最も高く、鉱質土層では下方にいくにつれて
上昇した。有機物層の炭素同位体比はアカマツ林、落葉広葉樹林の両方でおよそ-30‰を示し、鉱質土層20cmの深さでは-23‰-24‰の値を示した。これに対して、腐生菌の平均値は-25‰-26‰であった。一方、有機物層の窒素同位体比はアカマツ林と落葉広葉樹林でおよそ-4‰-2‰の範囲にあり、鉱質土層20cmの深さでは8‰から5‰の値となった。腐生菌の窒素同位体比はアカマツ林で約0‰、落葉広葉樹林では約2‰の値を示した。なお、硫黄同位体比は菌類で3-7.6‰の値を示し、腐生菌と菌根菌とのあいだに明確な違いはなく、表層有機物の値(1-6.8‰)との間にも関連が見られなかった。

菌糸を通じて養分を吸収する菌類では、きのこの同位体比は菌糸が分布する基質に依存し、木材腐朽菌が養分を吸収する過程で炭素同位体比は一般に3.5‰高くなり、窒素同位体比は-0.6‰小さくなることが報告されている⁹。これに基づくと腐生菌が利用している基質の炭素同位体比は-28から-30‰の値を、窒素同位体比は1から2‰程度の値を持つと推定される。図(2)-13および図(2)-14の中でこの値の範囲に相当する部分は森林土壤の上層の部分である。したがって腐生菌は、放射性セシウムが最も高濃度に集積している森林表層の有機物と鉱質土層上部に菌糸を伸ばしていることが確認された。しかし、それではなぜ多くの腐生菌のきのこには外生菌根性のきのこに比べて放射性セシウムの移行が少ないのであろうか。原発事故後の調査で新たに浮上したこの疑問に関してはまだ答えが得られていない。

これまで、きのこによるセシウム137集積は、それぞれの種が土壌中のどの深さに菌糸を分布させているかによって説明されてきた $ ^{10} $ 。しかし、本研究の結果は従来の説明とは食い違うものであった。菌類は森林での物質循環に大きな影響を与えているので、森林生態系でのセシウム137の動態を考える上で菌類の役割を明らかにしていくことは不可欠である。腐生菌による有機物分解過程でのセシウム137の取り込み機構、菌根形成植物のセシウム137吸収にかかわる菌根菌の役割、土壌中の菌糸によるセシウム137の上方輸送などが今後の重要な研究テーマとなるであろう。
図(2)-12 きのこに含まれるセシウム137。異なる調査地の試料を比較するため面移行係数で表示。
図(2)-13 アカマツ林土壤と腐生菌の炭素(左)および窒素同位体比(右)

図(2)-14 落葉広葉樹林土壤と腐生菌の炭素(左)および窒素同位体比(右)

## （４）リターフォールと降水に含まれるセシウム１３７

## 1 ）リターフォール

2012年10月から2013年12月まで、2週間毎に採取したリターフォール量とセシウム137濃度の結果を図(2)-15に示す。なお、2012年の落葉広葉樹林のデータは、強風によってリタートラップから試料の一部が外にこぼれたため、リター量の値は過小評価となっている。

1年ほどの観測なので、季節変化があるかどうかの確認は難しいが、落葉期や、強風・降雪の時期にリターフォール量が増加することが見て取れる。年間を通じてセシウム137濃度は8月から9月にかけて上昇傾向が見られる。成葉や実などが試料に多く含まれる時期にはセシウム137濃度が上昇し、枯葉や枝が多く含まれる時期にはセシウム137濃度は低いと考えられる。
図(2)-15 リターフォールとそれに含まれるセシウム137の変化。冬季の欠測値は、リターフォールがなかった場合と、積雪のために試料の回収ができなかった場合である。

リターフォール量とそれに含まれるセシウム137から計算される、林地へのセシウム137供給量の変化を図(2)-16に示す。図(2)-15と比較すると、林地へのセシウム137供給量はリター中のセシウム137濃度ではなく、リター量によって決まることがわかる。

観測を開始したのは原発事故後1年半を経てからなので、落葉樹林調査区で採取した葉は全て事故後に開葉したものである。またアカマツの葉寿命はおよそ2年なので、アカマツ林調査区で採取した落葉はそのほとんどが事故後に開葉した葉であると考えられる。したがって、リターフォールとして林地に供給されるセシウム137は、その大部分が初期沈着によって樹体表面に補足されたものではなく、新しい葉やシュートの形成に伴って樹体内で再配分されたものであると考えられる。すなわち、樹体内でのセシウム137の移動とシンクとなる組織・器官への集積が起こっていると考えるべきであろう。樹体内に取り込まれるセシウム137の経路については、樹体表面から内部へ移行する経路と土壌からの経根吸収による経路の2つが考えられる。葉面吸収は起こるとしても、外樹皮のコルク層を通過してどれだけのセシウム137が樹体内に移行するかはきちんとした検証が必要であろう。初期の外部沈着の影響が小さくなったと考えられる現在の時点では、根からの吸収のほうが多いと考えるほうが妥当であろう。
図(2)-16 リターフォールによる林地へのセシウム137の供給

## 2 ）降水

2012年10月から2013年12月まで、2週間毎に採取した林内雨の雨量とセシウム137濃度を図(2)-17に示す。なお、林外雨と樹幹流をふくむ降水の観測値において、冬季の欠測は無降雨あるいは試料凍結のための回収不能が原因である。

観測期間において、林外雨に含まれるセシウム137の濃度は毎回ほぼ1Bq L $ ^{-1} $ 以下であった。林内雨は林冠からのセシウム137の洗脱や溶出の影響を受けていて、林外雨よりも常に濃度が高かったが、アカマツ林では2 Bq L $ ^{-1} $ を超えることはほとんどなく、落葉広葉樹林では10 Bq L $ ^{-1} $ を超えることはほとんどなかった。2013年の7月から9月にかけて、アカマツ林と落葉広葉樹林のいずれにおいてもセシウム137濃度の上昇がみとめられるが、樹木の季節的な変化に起因するのではなく、降雨パターンに関係した変化であると考えられる。セシウム137濃度と雨量との間には負の相関があり、降雨初期の雨水では洗脱と溶脱の影響が後期の雨水よりも大きいことに起因すると考えられた。

林内雨のセシウム137濃度は落葉広葉樹林のほうがアカマツ林よりも高く、林冠が完全に閉鎖していないアカマツ林では枝葉からのセシウム137の洗い落としの影響が落葉広葉樹林に比べて小さかったためと推定される。

樹幹流に含まれるセシウム137の濃度はおよそ10 Bq L $ ^{-1} $ までの間で変動した。流下量とセシウム137濃度との間には負の相関が見られ、2013年4月1日の値のように、流下量が少ないと特異的に濃度が高い場合があった。林内雨と同様に、降雨初期の物質濃度が高くなることが原因と考えられた。
落葉広葉樹林

図(2)-17 林内雨の雨量とセシウム137濃度

図(2)-18 樹幹流の流下量とセシウム137濃度
2012年10月から2013年12月までの、降水による林地へのセシウム137の供給量を図(2)-19に示す。林地への供給はアカマツ林よりも落葉広葉樹林のほうが多く、樹幹流よりも林内雨のほうが多い。また1年を通してみると、季節性がある。

アカマツ林と落葉広葉樹林における供給量の違いは、両調查地の雨量の違いと、セシウム137の初期沈着量の違いによるところが大きい。2つの調査地は直線距離が近く標高もほぼ等しいが、峠を挟んだ東と西に位置していて、雨量は落葉広葉樹林調査地のほうがやや多い。地上1mでの空間線量は落葉広葉樹林の方が調査時で10倍近く高いので、樹体表面に沈着しているセシウム137の洗脱、その後に樹体内に吸収されたセシウム137の溶出などに違いがあらわれたものと考えられる。

林内雨に見られるセシウム137供給量の季節性は、セシウム137濃度の変化ではなく主として雨量の変化によってもたらされたものである。落葉広葉樹林の方は樹幹流による供給量についても季節性が認められるが、アカマツ林の方では明瞭ではない。アカマツと広葉樹の樹形の違いが樹冠による降雨の補足量の違いとなっていて、図(2)-18に見られるようにアカマツ林では樹幹流量そのものが落葉広葉樹林に比べて少ない。

図(2)-19 降水によって林地に供給されるセシウム137量

樹幹流は樹体表面に沈着した放射性セシウムを洗い落とす。洗い落とされるセシウム137が依然として樹体表面に残っているとすれば、洗い落しが進むにつれて樹幹流に含まれるセシウム137は減少していくはずである。4-(1)-1で述べたように、コナラの樹幹上部の外樹皮には原発事故直
後の初期沈着の影響が見られるが、落葉樹林の樹幹流とともに流下するセシウム137には時間による減少がみとめられない。以上のことを考えあわせると、原発事故により樹体表面に沈着したセシウム137は依然として残っているものの、容易に洗脱、溶出する形態ではなく、樹体表面に強固に固着した形で存在しているものと考えられる。

リターフォールと降水によって林地に供給されるセシウム137の量を図(2)-20に示す。アカマツ林、落葉広葉樹林ともに林地へのセシウム137の最も大きな供給源はリターフォールである。2週間毎のセシウム137の供給量には季節性があり、それはリターフォールの量によって決まることが明らかになった。2013年1月から2013年12月までの1年間に2つの調査地で林地へ供給されたセシウム137量は、アカマツ林では樹幹流によって41 Bq m⁻²、林内雨によって134 Bq m⁻²、リターフォールによって2457 Bq m⁻²、合計で2632 Bq m⁻²であった。落葉広葉樹林では、樹幹流によって213 Bq m⁻²、林内雨によって600 Bq m⁻²、リターフォールによって3219 Bq m⁻²、合計で4032 Bq m⁻²であった。

図(2)-20 林地に供給されるセシウム137量

## （５）河川水および地下水に含まれるセシウム１３７

河川水に含まれる溶存態のセシウム137濃度は、2012年10月から2013年12月の観測期間においてほとんどの場合検出限界以下、検出された4試料でも0.06 Bq L $ ^{-1} $ 以下であった。したがって河川から流出する溶存態セシウム137はきわめて少ないことが明らかになった。

地下水に含まれるセシウム137濃度は2012年10月から2013年12月の観測期間中ほぼ検出限界以下であった。検出された2試料でも0.03 Bq L $ ^{-1} $ 以下であった。森林土壤でのセシウム137の鉛直分布を考えると、原発事故によって放出されたセシウム137の地下水系への移行はきわめてゆっくりと
した過程になると予想される。セシウム137が検出された2試料についても、事故起源なのかあるいは過去の核実験による影響が残っているのかは不明である。被災地では生活用水として地下水を利用している家庭の多いことを考えると、地下水のモニタリングは今後も継続的することが必要であろう。

## （６）渓流魚中のセシウム137の測定

渓流魚に含まれるセシウム137濃度を図(2)-21に示す。試料を採取した河川によって、魚に含まれるセシウム137の濃度には顕著な違いが見られた。セシウム137が検出されたのは調査地1の1個体を除き、全て空間線量の高い森林を集水域とする河川であった。原発事故の後、一時期南西方向に吹いた風のため、川内村の東端と南端にセシウム137のホットスポットが生じ、調査地4、6、7はいずれもこのホットスポットを集水域に含んでいる。

図の値は測定個体のセシウム137のみの平均値で、いずれも一般食品の規制値である100Bq kg $ ^{-1} $ を超えていないが、セシウム134を含めると8個体で規制値を上回った。

魚に含まれるセシウム137は餌に由来するものと考えられる。前項で述べたように、河川水に含まれる溶存態セシウム137はきわめて微量である。また降雨による出水がない限り平時は懸濁物も少ないと考えられるので、魚の体内に蓄積する経路としては餌の可能性が最も高い $ ^{11} $ 。調査の対象としたヤマメはカゲロウやカワゲラなどの幼虫である水生昆虫を重要な餌としており、さらには水生昆虫の餌として集水域森林の樹木葉が食べられる $ ^{12} $ 。この食物網を通じて、魚に放射性セシウムが蓄積すると考えられる。したがって、集水域の森林において放射性セシウムがなくならない限り、食物網を通じた魚への蓄積は継続すると予想される。

図(2)-21 渓流魚に含まれるセシウム137の濃度と採取地。セシウム137の値は検出個体の平均値で生重あたりの濃度。
現在、福島県の多くの河川では釣が禁止されている。事故後3年を経過した現在においては、集水域の森林の汚染状況によって魚の汚染の有無がはっきりと色分けでき、場所によっては釣の再開が可能な河川もあるものと思われる。漁協や観光協会は釣の再開を望んでいるが、福島県東部の河川に関しては調査データがほとんどない。復興のための地域資源活用を目指した調査研究が望まれる。

## （7） 農地のセシウム137

## 1 ）畑地土壌と野菜中のセシウム137

表(2)-2に川内村内の畑地土壌の測定結果を示す。この内で栽培試験を実施したのは坂之内の畑である。坂之内の土壌は、耕起前に比べて耕起後には攪拌のためにセシウム134、セシウム137いずれも濃度が約半分になっている。耕起前後でカリウム40の値に変化がないことは、カリウムがもともと鉛直方向にほぼ一様に分布していることを示しており、森林土壌に比べて濃度が高いことは施肥による影響を示唆している。耕起後のセシウム137の土壌中濃度が1098 Bq kg⁻¹という数値は、「農地土壌の放射性物質濃度分布マップ関連調査研究報告書（第3編）」 $ ^{13)} $ での平均値1431 Bq kg⁻¹よりやや小さく、作付けにかかわる規制値5000 Bq kg⁻¹の1/5である。

表(2)-2 畑地土壌に含まれる放射性セシウム.

数値 $ Bq\ kg^{-1} $ は乾重あたり、坂之内の値は5試料の平均.

試 料	137Cs	134Cs	40K
坂之内 耕起前	2,070	1,395	769
坂之内 耕起後	1,098	738	793
上ノ台1	966	615	866
上ノ台2	1,288	798	719
手古岡	304	184	671

表(2)-3に栽培試験の結果を示す。セシウム137濃度は乾重あたりで示してあるが、いずれも一般食品の規制値を下回っている。生重あたりに換算すると表の値よりもさらにおよそ1桁小さくなる。セシウムを吸収しやすいといわれるアカザ科(ホウレンソウ)およびアブラナ科(キャベツ、ダイコン)とそれ以外のものとの間にセシウム137濃度の違いは見られなかった。また、内生菌根菌資材を使用した処理区と通常の栽培法を使用した対照区との間にも違いは認められなかった。

野菜へのセシウム137の移行が少ない理由として、耕地では肥料としてカリウムを施肥するため、セシウムの吸収が抑制されること、沈着した放射性セシウムが吸着されて可給態ではなくなることなどが原因として考えられる。土壤中濃度が1098 Bq kg⁻¹というレベルではセシウム137の野菜への移行が極めて小さいことは、多くの地域において農業が可能である可能性を示す。ただし、樹木葉を堆肥として用いる、地域の伝統的な農法を行った場合の影響は不明であり、今後の検討課題である。
表(2)-3 野菜に含まれる放射性セシウム. 数值 $ (Bq\ kg^{-1}) $ は乾重あたり. 試料の()は測定試料数.

試 料	137Cs	134Cs	40K
ホウレンソウ 処理区	22	17	3600
シュンギク 処理区	20	15	2760
ダイコン 処理区(5)	10	12	3040
ダイコン 対照区(5)	13	12	3000
ニンジン 処理区(3)	9	7	1160
ニンジン 対照区(3)	6	5	1050
キャベツ 処理区(5)	15	11	1250
キャベツ 対照区(5)	19	14	1410
レタス 処理区(3)	19	7	1300
レタス 対照区(3)	7	4	560

## 2 ）玄米中のセシウム137

表(2)-4に玄米の生重あたりセシウム137濃度を示す。川内村の南北にわたる6カ所の玄米には放射性セシウムはほとんど含まれていなかった。表(2)-3に示した野菜中のセシウム137濃度よりも玄米の値はさらに低く、水田と畑地との条件の違いなどが影響していると推定される。

表(2)-4 玄米に含まれる放射性セシウム $ Bq\ kg^{-1} $ . 数值は生重あたり.

試 料	137Cs	134Cs	40K
玄米 1	0.50	不検出	115
玄米 2	0.99	0.30	75.9
玄米 3	0.99	不検出	74.2
玄米 4	1.17	0.41	76.3
玄米 5	不検出	不検出	98.7
玄米 6	0.48	不検出	66.3

## 3 ）畑地での樹木の栽培試験

畑地で栽培した樹木の薬に含まれるセシウム137濃度を表(2)-5に示す。セシウム137濃度はコナラがおよそ20から40 Bq kg $ ^{-1} $ 、リヨウブがおよそ40から140 Bq kg $ ^{-1} $ の範囲にあった。この数値は表(2)-3に示した野菜の値に比べてやや高い。また、コナラに比べてリヨウブの方がセシウム137の濃度が高く、2樹種間のこの傾向は図(2)-8に示した森林調査区での面移行係数の結果と同様である。森林で採取した同じ樹種の薬では、コナラがおよそ800から2000 Bq kg $ ^{-1} $ で、リヨウブがおよそ1800から4800 Bq kg $ ^{-1} $ の範囲にあった。

森林調査地と畑地とではセシウム137の沈着量が異なるので一概に比較できないが、両者の違いには土壌環境の違いが影響を及ぼしている可能性がある。セシウム137を高濃度に含んだ大量の有
機物を地表に堆積している森林では、微生物による分解によって鉱質土壌には絶えずセシウム137が供給される。畑地では地表に有機物がほぼなく、肥料として散布されるカリウムが作物によるセシウムの吸収を減らす。このような違いが、畑で栽培した野菜や樹木によるセシウム137の取り込みを抑えているものと推定される。調査地をはじめとして東北地方では樹木葉の堆肥を使う農法が広くみられるが、汚染された堆肥の施用は作物のセシウム137濃度を上昇させる可能性がある。樹木葉の堆肥を使うことについては農家の強い要望があるので、上記の点については試験による確認が望まれる。

表(2)-5 畑地で栽培した樹木葉に含まれる放射性セシウム $ Bq\ kg^{-1} $ . 数值は乾重あたり.

試 料	137Cs	134Cs	40K
コナラ 1	19	不検出	不検出
コナラ 2	27	不検出	不検出
コナラ 3	39	16	467
コナラ 4	32	7	384
コナラ 5	32	16	746
リョウブ 1	143	34	2540
リョウブ 2	96	59	1270
リョウブ 3	38	33	1650
リョウブ 4	111	23	739

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

森林の放射能汚染後の早い時期において、樹木の樹幹内部への放射性セシウムの移行を明らかにした。事故後の早い時期から樹木内部への放射性セシウムの移行は始まっており、辺材内ではほぼ一様に分布し、心材内では外側から内側に向かって徐々に拡散していく様子が明らかになった。辺材内への放射性セシウムの移行は、樹木自身の生きた組織による輸送、自由水を通じた拡散などが考えられ、この過程には樹種による違いはあまり見られなかった。それに対して心材内への移行は樹種による違いが見られた。アカマツ、コナラでは濃度勾配に基づく外側から内側への拡散が起こっていると考えられるのに対して、スギでは辺材から心材への能動的な輸送があると見られ、心材での放射性セシウム濃度は辺材よりも上昇した。

## （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なし。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

森林においてセシウム137はすでに系内での物質循環に組み込まれていると考えられる。地下部
“Radial and vertical distributions of radiocesium in tree stems of Pinus densiflora and Quercus serrata 1.5 y after the Fukushima nuclear disaster”

での下方への移行はゆっくりとしており、溶存態での外部流出もほとんどみられない。したがって、攪乱が起こらない限りは比較的安定的に系内に保持されると考えられる。森林除染の方針を考えるとき、人間が立ち入ることのない場所は攪乱による流出を抑えるように安定的に管理することがひとつの選択肢となろう。

林木木部へのセシウム137の移行は原発事故直後から始まり、2013年の時点で継続して進行しつつある。木材資源として利用される心材部への集積は樹種、セシウム137の初期沈着量などによって違いがあり、スギでは他の樹種に比べて心材へのセシウム137集積が著しい。樹木へのセシウム137の吸収は林地のセシウム137がなくならない限り止むことはないが、木部の心材への移行は長期にわたって持続するのではない。木部に含まれる非放射性セシウムと濃度的に平衡に達した時点で、それ以上の移行は起こらないと予想される $ ^{14} $ 。木部のアルカリ金属、特にセシウムと化学的性質の似ているカリウムやルビジウムの分布を調べれば、セシウム137の移行についてのある程度の予測が付くと考えられる。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項なし。

## 7 ．研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1) S. OHASHI, N. OKADA, A. TANAKA, W. NAKAI and S. TAKANO: J. Environ. Radioact, 134:54-60 (2014)

## くその他誌上発表（査読なし）>

1) 大橋伸太、岡田直紀、中井渉、高野成美：RIニュース（京都大学RIセンター），56, 7-8 (2012)「森林生態系における放射性セシウムの分布」

## （2） 口頭発表（学会等）

1) 大橋伸太、岡田直紀、中井渉、高野成美：京都大学放射性同位元素総合センター実験室利用成果発表会(2013)

「森林生態系における放射性セシウムの分布」

2) 大橋伸太、岡田直紀、中井渉、高野成美：第124回日本森林学会大会(2013)「アカマツとコナラの樹幹内における放射性セシウムの分布」

3）中井涉、岡田直紀、大橋伸太、高野成美：第124回日本森林学会大会(2013)「外生菌根菌による放射性セシウムの吸収と共生樹木への移行」

4) 岡田直紀、大橋伸太、田中厚志、中井涉：第125回日本森林学会大会(2014)「樹幹への $ ^{137} $ Csの取り込みと蓄積」
5) 中井涉、岡田直紀、大橋伸太、田中厚志：第125回日本森林学会大会(2014)「川内村の森林における林床への $ ^{137} $ Csの供給」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項なし。

## （４）シンポジウム、セミナー等の開催（主催のもの）

1）川内村シンポジウム「福島原発事故後の里山のあり方と復興再生へのシナリオ」（2014年2月8日、川内村コミュニティセンター、参加57名）

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項なし。

## (6) その他

特に記載すべき事項なし。

### 8 \. 引用文献

1) S. OHASHI, N. OKADA, A. TANAKA, W. NAKAI and S. TAKANO: J. Environ. Radioact, 134, 54-60 (2014)

“Radial and vertical distributions of radiocesium in tree stems of Pinus densiflora and Quercus serrata 1.5 y after the Fukushima nuclear disaster”

2) 山敷庸亮、恩田裕一、五十嵐康人、若原妙子、立川康人、椎葉充晴、松浦裕樹：京都大学防災研究所年報、56A, 25-36 (2013)

「阿武隈川から海洋への浮遊土砂を通じた放射性物質の移行状況調査」

3) 平川泰彦、中田了五、藤澤義武：木材工業、59(4), 159-165 (2004)「スギ造林木の心材含水率の変動」

4) N. OKADA, Y. KATAYAMA, T. NOBUCHI, Y. ISHIMARU, H. YAMASHITA and A. AOKI: Mokuzai Gakkaishi, 33, 913-920 (1987)

“Trace Elements in the Stems of Trees I. - Radial distribution in sugi (Cryptomeria japonica D. Don.)”

5) 片山幸士、岡田直紀、石丸優、野渕正、山下洋、青木敦: RADIOISOTOPES, 35, 636-638 (1986) 「スギ樹幹中での放射性核種の挙動」

6) N. OKADA, Y. HIRAKAWA and Y. KATAYAMA: J. Wood Sci., 58(1), 1-8 (2012)

“Radial movement of sapwood-injected rubidium into heartwood of Japanese cedar (Cryptomeria japonica) in the growing period”

7) 村松康行、吉田聡：RADIOISOTOPES, 46, 450-463 (1997) 「キノコと放射性セシウム」

8) T. NAKANISHI, T. MATSUNAGA, J. KOARASHI and M. ATARASHI-ANDOH : J. Environ.
Radioact, 128, 9-14 (2014)

“ $ ^{137} $ Cs vertical migration in a deciduous forest soil following the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant accident”

9) A. KOHZU, T. YOSHIOKA, T. ANDO, M. TAKAHASHI, K. KOBA and E. WADA : New Phyto 144(2): 323-330 (1999)

"Natural $ {}^{13} $ C and $ {}^{15} $ N abundance of field-collected fungi and their ecological implications."

10) S. YOSHIDA and Y. MURAMATSU : Sci. Total Environ, 157(0): 197-205 (1994) "Accumulation of radiocesium in basidiomycetes collected from Japanese forests."

11) M. YOSHIMURA and T. YOKODUKA : Sci. Total Environ, 482–483, 184-192 (2014)

"Radioactive contamination of fishes in lake and streams impacted by the Fukushima nuclear power plant accident."

12) T. ABE and M. NUNOKAWA: Jap. J. For Res. 87(1), 13-19 (2005)

"Food Web Analysis Using Stable Isotopes in a Forested Stream in Spring."

13）農林水産省農林水産技術会議事務局（2011）

「農地土壌の放射性物質濃度分布マップ調査研究報告書（第3編）」

(http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/contents/6000/5238/view.html 4月15日閲覧)

14) S. YOSHIDA, Y. MURAMATSU, A. M. DVORNIK, T. A. ZHUCHENKO and I. LINKOV: J. Environ. Radioact, 75(3): 301-313 (2004).

"Equilibrium of radiocesium with stable cesium within the biological cycle of contaminated forest ecosystems."
## （３）里山動態モデルング

京都大学

防災研究所 気象・水象災害部門 暴風雨・気象環境 研究分野 石川 裕彦・新添 多聞

平成24～25年度累計予算額：12,870千円

（うち、平成25年度予算額：6,435千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

サブテーマ（2）により川内村で得られた測定データに基づいて、土壌の有機物層と鉱質土層および樹木の枝、葉、幹の木部の5つのコンパートメントから成る、環境中セシウム137の動態モデルを開発した。まずサブテーマ（2）の調査地を対象に動作を確認した後、川内村全域に適用し、川内村における汚染レベルと植生の分布を反映できるようにした。その結果、有機物層から鉱質土層への移行と木部の汚染が進行しており、そのペースは針葉樹より落葉広葉樹で顕著であること、枝葉のセシウム137は減少していることなどが見出された。鉱質土層への移行の速さは、チェルノブイリ原発事故により汚染された欧州の森林において得られてきた知見とは大きく異なる。木部のセシウム137の5年後の濃度は川内村の中で最も汚染の深刻な広葉樹林でおよそ3 kBq/kgと予測された。農地においては作物のコンパートメントを加えて農作物（ダイコン、ニンジン、キャベツ）のセシウム137濃度の予測も行った。農作物へのセシウム137の移行はわずかであり、作物中の濃度は今後さらに減少していくと計算され、現在の居住制限区域において作付けしたとしても基準値（100 Bq/kg）を超えることはないレベルであると考えられる。動態モデルにより評価された外部被ばく量をサブテーマ（1）によるガラスバッジ調査による実測値と比較したところ、自宅周辺で過ごす時間が比較的長いと思われる群においては有意な相関が得られた。

## [キーワード]

放射性セシウム、環境動態、数値モデル、空間線量、外部被ばく量

### 1. はじめに

平成23年3月の福島第一原子力発電所の事故で膨大な量の放射性セシウムが大気中に漏えいた。原子力研究開発機構の検討によれば、その総量は8.6PBqにも及ぶ¹。我々は同年7月および9月に福島第一原発の北西20～50km圏の旧計画的避難区域の森林において植物試料を採取、分析し、大量の放射性セシウムが森林天蓋に除去できない状態で吸着していることを見出した。この測定データに基づいて、大気拡散シミュレーションを用いて原発から20km圏内の旧警戒区域における森林天蓋によるセシウム137の吸着量を評価したところ、44.2TBqが除去不可能な状態にあり、これは事故による大気への総放出量の0.86％に相当すると推計された²。この大量のセシウム137は今後リターとして地表の有機物層に落下するが、さらに浸潤により鉱質土層に移動していく。一方、有機物層、鉱質土層中のセシウム137は根からの吸収により樹木の枝葉および木部へと移動してい
く。このようにして、今後長い時間をかけてセシウム137が森林生態系内を循環するものと予想される。セシウム137の今後の影響を評価するには、その環境中動態を知る必要がある。チェルノブイリ原発事故後、ヨーロッパの森林を対象にした動態モデルが開発されたが $ ^{3)} $ 、福島県とは植生、土壌、気候ともに大きく異なるため、福島県で測定したデータに基づく動態モデルを開発する必要がある。

## 2 ．研究開発目的

福島県川内村は福島第一原発の南西30km圏内に位置し、原発事故発生直後に全村避難を余儀なくされた後、2012年1月に行政として帰村を宣言し、現在は徐々にではあるが帰村が進んでいる。川内村は面積の81%が森林で覆われており、農地を所有している村民のほとんどが個人で山林を所有しているため、住民の生活は森林と切り離すことができない。また、樹木の木部は川内村にとって貴重な資源であり、その汚染状況は死活問題であるため村民の関心が非常に高い。本研究の目的は、サブテーマ（2）で得られた環境中濃度の測定データと川内村の植生に基づき、セシウム137の分布型動態モデルを開発して、環境中濃度と外部被ばく量の中期将来予測を行うことにある。同時に、川内村における環境放射線とセシウム137濃度の測定データの収集も行う。

## 3 ．研究開発方法

## （１）測定データの収集

川内村を対象とする動態モデルを開発するに当たり、川内村における環境中放射能の詳細なデータを入手した。調査の実施時期と測定対象は表(3)-1の通り。ここでは2011年10月おける民家の玄関先の空間線量率の測定データから住民の外部被ばく量の推定を行った結果を例に示す。2011年3月11日においてセシウム134とセシウム137の放射能量が等しかったと仮定し、それぞれの物理的半減期と変換係数(表(3)-2)を用いて測定値を2014年4月の時点に変換した。さらに、1日のうち屋内で過ごす時間を16時間、建物による遮蔽率を60％と仮定した。また、2011年9、10月の公共施設屋内外の空間線量率の測定データを比較して、環境中放射線の実際の建物による遮蔽効果を調べた。遮蔽率は次式による。

$$ 遮蔽率 =1-\frac{\overline{D}_{indoor}}{\overline{D}_{outdoor}}, $$

ここで $ \overline{D} $ は空間線量率の平均値である。ただし、屋内のデータとして、窓際での測定値は除外した。
表(3)-1 福島県川内村環境中放射能データ

測定項目	調查実施時期	対象	地域	測定件数
空間線量率	2011年6月	道路	20km圈外	106
2011年7月	屋外	20km圈内	84
2011年7月	屋外	20km圈外	108
2011年9－10月	公共施設屋内外	全域	1173
2011年10月	全民家周辺	居住区ごと	1020
土壤中Cs濃度	2011年6－8月	農地	全域	14
2011年9－10月	農地	全域	17
2011年12月－翌1月	農地	全域	99

表(3)-2 セシウム134とセシウム137の物理的半減期と変換係数

セシウム134	セシウム137
半減期（年）	2.065	30.17
変換係数（10^{-6}μSv h^{-1}/Bq m^{-2}）	5.4	2.1

川内村全体をカバーする空間線量率データとして、原子力規制委員会の航空機モニタリングによる地上1 mの空間線量率の値が公表されている $ ^{4} $ 。第4次調査（2011年11月）、第5次調査（2012年6月）、第6次調査（2012年11月）、第7次調査（2013年9月）の値をグリッドデータに変換した。川内村を100 mメッシュに分割し、各メッシュの中心点から最も近い4点の測定値の平均を取ることによりグリッド値を作成した。そのうえで、まず作成した第4次～7次調査の値を比較した。次に第7次調査の値を、2011年7月に川内村で実施されたサーベイメータによる192地点の測定値(表(3)-1)と比較した。さらに、原子力規制委員会が提供する川内村内のモニタリングポスト $ ^{5)} $ 27点の測定値との比較を行った。モニタリングポストの測定値は平成25年9月の10分間値を平均して使用した。比較はすべて2011年4月時点に換算した値を用いた。

## (2) 1次元コンパートメントモデル

図(3)-1は里山におけるセシウム137の循環の模式図である。事故直後、セシウムにより汚染されたのは樹木の枝葉と地表の有機物層である。時日の経過とともに有機物層のセシウムは浸潤により鉱質土層に移行する。また、有機物層、鉱質土層のセシウムは樹木の根からの吸収により枝、葉、木部に移行する。一方、枝葉のセシウムは、やがてリターとして有機物層に落下する。この動態を再現、予測するための数値モデルとして、1次元コンパートメントモデルを作成した(図(3)-2)。樹木および土壌を幹、枝、葉、有機物層、鉱質土層の5つのコンパートメントに分割し、有機物層から鉱質土層への浸潤、土壌から樹木への吸収、葉から有機物層へのリターによる移動量を評価することにより、それぞれのコンパートメントi（=1～5）におけるセシウム137量 $ C_{i} $ （Bq）の時間発展を計算する。

$$ \frac{d C_{i}}{d t}=\sum_{j}k_{j/i}C_{j}-\left(\sum_{j}k_{i/j}\right)\cdot C_{i}, $$

ここで添え字のjはiとは別の区画を表す。 $ k_{i/j} $ はコンパートメントiからjへの移動の時定数 $ (\mathrm{day}^{-1}) $ で、サブテーマ（2）により2012年秋に得られた実測値(表(3)-3)に基づいて設定した(表(3)-4)。
サブテーマ（2）により測定が行われた針葉樹林（アカマツ）および落葉広葉樹林を対象に動作テストを行った。樹木の枝および針葉樹の葉における初期値は空間線量率から推定した。

$$ R=F(D)\times M $$

$$ F(D)=\alpha\cdot D^{\beta} $$

ここでRはセシウム137量（Bq/m²）、Dは空間線量率（μSv/h）、Mは枝または葉の重量(表(3)-3、kg/m²)である。α、βの値は2011年7月および9月のフィールド調査 $ ^{2)} $ から得た(表(3)-5)。Dの値として、2012年秋の測定値(表(3)-3)を2011年4月1日時点に変換した値を用いた。広葉樹の葉および木部の初期値はゼロとした。有機物層における初期値は、有機物層と鉱質土層におけるセシウム137量の測定値の和を2011年4月1日時点に変換した値を用い、鉱質土層の初期値はゼロとした。計算期間は2011年4月1日から8年間である。

図(3)-1 森林におけるセシウム137の循環
図(3)-21次元コンパートメントモデル

表(3)-3 時定数の設定に用いた、サブテーマ(2)により2012年秋に測定されたセシウム137濃度（ $ kBq/m^{2} $ ）と測定地点の空間線量率（ $ \muSv/h $ ）および枝葉の重量（ $ kg/m^{2} $ ）

針葉樹	落葉広葉樹
枝	0.597	25.7
葉	3.05	2.56
木部	0.621	1.29
樹皮	3.27	22.6
有機物層	106	88.0
鉱質土層	21.7	55.3
空間線量率	0.2	1.8
枝の重量	2.74	10.1
葉の重量	0.756	0.745

表(3)-4 コンパートメントモデルにおける移動の時定数（ $ 10^{-5} $ day $ ^{-1} $ ）

from/to	O/B	O/L	O/S	M/B	M/L	M/S	O/M	B/O	L/O
針葉樹	1.00	11.3	8.56	1.00	11.3	8.56	360	2700	2740
広葉樹	1.00	98.8	15.9	1.00	98.8	15.9	885	913	50000

O：有機物層、M：鉱質土層、B：枝、L：葉、S：幹

表(3)-5 空間線量率からセシウム137量を推定する式(3)-2のパラメータ $ ^{2)} $

枝	葉
$ \alpha $	$ \beta $	$ \alpha $	$ \beta $
針葉樹	4520	1.14	3620	1.12
広葉樹	-	-	1140	1.04
## （３）分布型動態モデル

（２）の１次元コンパートメントモデルを、川内村の植生を考慮した３次元分布型に拡張し、2011年４月から2019年３月までの８年間のシミュレーションを行った。まず環境省生物多様性センターの提供する５万分の１縮尺の植生データ $ ^{6)} $ を基に川内村の１００ｍメッシュにおける植生を定めた。ただし、樹木は針葉樹、広葉樹の２種とし、伐跡地は草地として扱った。また、針葉樹、広葉樹地は５つのコンパートメントから成るが、草地は有機物層、鉱質土層のみとし、畑地はこれに作物を加えた３つのコンパートメントとした。また、市街地は鉱質土層のみとした。サブテーマ（２）の測定データによれば、試験栽培されたイネから検出される放射性セシウムはごく微量であり、動態モデルによりイネに含まれるセシウム１３７の濃度を予測することは困難であると判断した。従って、本研究では水田は草地とした。

枝、菓、有機物層のセシウム137量の初期値は第7次航空機モニタリングによる空間線量率を2011年4月1日時点に換算した値を基に推定した。市街地以外の地域の有機物層、市街地の鉱質土層におけるセシウム137の初期値は空間線量率をセシウム134とセシウム137の変換係数(表(3)-2)の和で除することで与えられる。枝、菓における初期値は、次式により計算される。

$$ \begin{aligned}R_{\nu,g,p,o}=&F_{\nu,p}\big(D\big)\times M_{\nu,g,p,o}\times P_{\nu,g,o}\\R_{\nu,p}=&\sum_{g}\sum_{o}R_{\nu,g,p,o}\end{aligned} $$

ここで、 $ R_{v,p} $ はセシウム137量（Bq m $ ^{-2} $ ）、Dは空間線量率（μSv h $ ^{-1} $ ）、Fは空間線量率から植物中セシウム137濃度（Bq kg $ ^{-1} $ ）を推定する式(3)-2、Mは植物の単位面積当たりの総重量（kg m $ ^{-2} $ ）、Pは森林における面積占有率である。また、添え字のv、g、p、oはそれぞれ樹種、成長度（3段階）、部位（枝または葉）、森林所有形態（国有林または民有林）を表す。樹種としては針葉樹6種、広葉樹2種を考慮する。M、Pについては福島県川内村の森林統計等を用いて算出した。木部、作物および市街地以外の地域における鉱質土層の初期値はゼロとした。

川内村では木材は貴重な資源であるため、その汚染状況への関心が高い。動態モデルでは単位面積当たりの放射能量で計算するが、木部については単位重量当たりの放射能量も計算した。その際、針葉樹、広葉樹の単位面積当たりの材積の重量は、森林統計からそれぞれ6.86、2.04 kg/m²とした。

畑の作物としてはダイコン、ニンジン、キャベツを考慮した。ただし、根菜の葉の部分は考慮していない。土壌から作物への移行の時定数には、サブテーマ（2）の測定データから、表(3)-6の値を用いた。

最後に、セシウム動態モデルによるセシウム137の分布から、それぞれの地域に居住する住民の外部被ばく量を評価した。その際、セシウム137分布のディメンジョンは考慮せず、すべて地表面にあるものとして、変換係数(表(3)-2)を用いて空間線量率を計算した。また、居住地において、屋内に16時間、屋外に8時間過ごすものとし、建物による放射線の遮蔽率は60％とした。

表(3)-6 セシウム動態モデルにおける土壌から作物への移行の時定数（ $ 10^{-6}\ m^{2}/kg/day $ ）

ダイコン	ニンジン	キャベツ
1.44	0.663	2.10
## 4 ．結果及び考察

## （１）測定データの収集

図(3)-3はNaIシンチレータを用いて2011年7月に測定された地上約1 mにおける空間線量率である。最小値、最大値、中央値がそれぞれ0.2、7.3、0.9 μSv h⁻¹であった。村の東部の主に山間部である20km圏内では線量が比較的高く、測定点の32%で2 μSv h⁻¹を上回った。この地域は現在、居住制限区域に指定されている。次いで村の南部のいわき市との境界に近い山林が高いが、この地域は居住が制限されてこなかった。居住区の多くを占める20km圏外の測定点の94%で2 μSv h⁻¹以下であった。

図(3)-4は2014年4月時点に換算した推定外部被ばく量である。2011年10月の全民家周辺の空間線量率測定は除染前の確認作業として実施されたため、当時警戒区域に指定されていた20km圈内では行われていない。推定外部被ばく量の最小値、最大値、中央値はそれぞれ0.46、12、1.2 mSv y $ ^{-1} $ であった。調査対象全体の98%で5 mSv y $ ^{-1} $ 以下であり、この値を超える民家の位置は図(3)-3の2μSv h $ ^{-1} $ を超える地域とほぼ一致する。

環境中放射線量は全体として、住民の多くが避難していた郡山市よりもむしろ小さいと言える。ただし、全体の2%ではあるが年間被ばく量が5mSvを超えると考えられる民家も存在するため、その影響を長期的に評価していく必要がある。

図(3)-5は公共施設の屋外および屋内における2011年9月時点の空間線量率と、そこから求めた遮蔽率である。比較的空間線量率の高い区域に位置する診療所以外では(図(3)-3)、屋外の空間線量率は $ 1\muSv\ h^{-1} $ に満たなかった。一方、屋内における空間線量率は保育園および体育館で最も高く、平均値はともに $ 0.17\muSv\ h^{-1} $ であった。窓際での測定値を除外したこともあり、屋内での数値のばらつきは屋外よりはるかに小さかった。遮蔽率は一般に木造家屋で0.6、コンクリート建屋で0.9とされている。本研究の実測値から算出した遮蔽率は最も低いのが体育館の0.29で、最も高いのが診療所の0.84、村営住宅では0.55であった。遮蔽率には建物の材質の他に開口部の広さなども影響すると考えられる。
図(3)-3 福島県川内村における空間線量率（μSv h $ ^{-1} $ 、2011年7月実施）の分布。値の大きさを線分の長さで表す。
図(3)-4 福島県川内村における2014年4月の推定外部被ばく量（mSv y $ ^{-1} $ ）の分布。2011年10月実施の全家屋調査における玄関先の空間線量率から推定。

図(3)-5 福島県川内村の公共施設の屋内、屋外における2011年9月の空間線量率（μSv h⁻¹）と建物による放射線遮蔽率。エラーバーは標準偏差を表す。
第4次～第7次航空機モニタリングによる空間線量率の測定データから、川内村の100 mメッシュのグリッドデータを作成し、2011年4月1日時点に変換して比較を行った(図(3)-6)。同一時点に変換しているにも関わらず、測定時期が後になるほど値が全体的に小さくなっていることがわかる。ただし、第6回調査結果は第7回調査より値が小さい。また、分布についても調査ごとに微妙な違いがある。第4回調査では川内村の北側の田村市との境界の東端部に高線量地域が見られる。第5回、第6回調査ではこれは確認できないが、第7回調査では第4回調査よりは値が小さいが確認できる。第5回～第7回調査の結果と同一地点の第4回調査の結果を比較した(図(3)-7)。いずれも第4回調査の結果と高い相関が見られる。測定時期に対して原点を通る回帰直線の傾きプロットすると時間とともに小さくなっていく(図(3)-7(d))。第6回調査の値がとびぬけて小さいことがはっきりとわかるが、原因は不明である。積雪は放射線を遮蔽することで知られるが、第6回調査の時期はまだ積雪がなかったことが記録されている。図(3)-7(d)のプロットに対して対数スケールでの回帰直線を引くと、回帰式は

$$ y=1.03\times\exp(-0.28\times10^{-3}T) $$

となった。ただし、Tは2011年4月1日からの日数である。第4回、第5回、第7回調査とほぼこの曲線に沿って減衰していく。WHOは福島第一原発事故による周辺住民の被ばく量を評価する際に、土壌中セシウムの深部への浸潤による空間線量の減衰を考慮したが $ ^{7} $ (図(3)-7(d)の破線)、式(3)-3はそれよりも緩やかな減衰である。

第7回航空機モニタリングの空間線量率の測定値と、対応する地点でのサーベイメータによる測定値(2011年7月実施、図(3)-3）をそれぞれ2011年4月1日に換算して比較した(図(3)-8)。原点を通る回帰直線の傾きは0.84であり、航空機モニタリングの値は全体的にサーベイメータの値より小さかった。航空機モニタリングの値に式(3)-3による減衰を考慮して補正したところ、回帰直線の傾きは1.08に上昇した。低線量域で過大評価、高線量域で過小評価の傾向があるものの、全体としては良い対応が見られる。従って、式(3)-3の減衰は放射性セシウムの物理的壊変以外の原因による環境放射線量の減衰を表現できていると考えてよいが、メカニズムが不明であるため動態モデルに適用するには更なる知見が求められる。
4th

5th

6th

図(3)-6 原子力規制委員会が提供する第4次（2011年11月）、第5次（2012年6月）、第6次（2012年11月）、第7次（2013年9月）航空機モニタリングによる川内村の空間線量率（μSv h⁻¹）から作成した100 mメッシュのグリッド値。値はすべて2011年4月時点に換算。
(a)

(c)

(b)

(d)

図(3)-7（a）～（c）：航空機モニタリングによる川内村の同一地点における空間線量率（μSv h⁻¹）の比較。（a）第4次対第5次、（b）第4次対第6次、（c）第4次対第7次。空間線量率の値はすべて2011年4月1日時点の換算値。（d）：（a）～（c）の原点を通る回帰直線の係数の時間に対する推移。実線は対数スケールでの回帰直線。Tは2011年4月1日からの日数。破線はWHOが被ばく量評価に用いた、土壌中セシウムの深部への浸潤による空間線量率の減衰曲線⁷）。