1. 放射性物質による土壌から河川水及び地下水への移行
筑波大学生命環境系
恩田裕一・加藤弘亮
１．はじめに
1960年代に大気核実験により降下してきた，セシウム-137（Cs-137）は，半減期30.2年で
Ba-137に変化する放射性核種である。
この核種は，
1950年代から1960年代にかけて行われた
核実験において核分裂生成物として大気中に放出され，フォールアウト（降下物）として
地上に供給されている。これらの核種は，いずれも地表面で粘土鉱物に強く吸着し，より
深部に移動しにくいという特徴を持つため，Cs-137のインベントリー（Bq/m2)量をの空間分
布より，土壌侵食量の推定に用いれるほか，表層土壌にのみ吸着する特性より，堆積物の
起源の推定（fingerprinting）として使用されてきた。本報告においては，大気核実験起源の
Cs-137を用いた土壌移動にともなう放射性物質の拡散調査の実例を報告するとともに，
福島
第一原子力発電所起源の放射性物質の拡散の調査の取り組みについても紹介する。
2.土壌侵食量の推定
地表面に降下したCs-137 は，徐々に下方に移動する
が（Tegen et al., 1991），そのほとんどが表層の土壌粒
子や有機物に強く吸着される（Takenaka et al.,1998）
ために，濃度は，表層から下層に向かって指数関数的
に減少する。吸着されたCs-137 は，土壌粒子と共に
移動する。したがって，土壌表面が攪乱を受けていな
い地点で測定されるCs-137 の量を基準値とし，各調
査地点におけるCs-137 の損失率を求め，そこから侵
食土砂量を求める関係式を提案した研究も報告され
ている。その代表的モデルは，移流拡散モデル
図１ 三重県のリファレンスサイトにおける
Cs-137 の深度分布（Fukuyama et al., 2010)
(Diffusion and Migration Model: He and Walling, 1999)で
ある。
このモデルは，側方移動を起こしていないと考えられ得る地点（reference siteと呼ぶ）にお
いて，Cs-137の深度プロファイルが，移流項と拡散項によって下方浸透することが，近似で
きるためである（He and Walling, 1997)。このモデルは，リファレンスサイトにおけるイン
ベントリー（Bq/m2)と斜面におけるインベントリーを比較し，毎年の侵食量と釣り合うだけ
のCs-137の移動量を計算するものである。
このモデルを用いて日本の林内侵食
（Fukuyama et
al., 2008）,モンゴルにおける土壌侵食量 (Kato et al, 2010)等の研究がなされている。一方，
このモデルは，土壌侵食量算定にインベントリーの算定が１点での，値を使っているとい
う問題点がある。現在我々の研究室では，土壌移動プロセスと，放射性核種の移動プロセ
スを組み合わせた２次元モデルを開発中である。

2. 3.
福島原発事故によるFalloutした放射性核種の下方浸透
3月11日の地震に伴う事故により放出され，
た放射性核
種の深度プロファイルについて調査した。調査地点は，
福島県伊達郡川俣町の家庭菜園（37°38’ 47.28” N，
140° 38’ 6.18” E）において，層別に土壌サンプルを採
取した。家庭菜園は，昨年の11月に20～30cm深まで耕耘
されたが，それ以降は土壌のサンプリング時点まで，土
壌のかく乱は行われていない。
土壌の採取は，2011年4月28日と2回行った。このよ
うな深度プロファイルは従来，コアサンプル等多くの手
法で行われてきたが，近年スクレーパープレートとい
う表面より土壌を削り出す手法が，世界的には一般的
図 2 スクレーパープレートサンプル採取地
点（Kato et al., accepted)
である（Loughran et al., 2002）。というのは一般的な
コアサンプルを使うと，
引きづりによる
震度方向のコンタミネーションがが多
いとされている。
また，
一般的なコアは，
断面積が狭く（一般的な5 cmコアで，
20cm2 程度），代表的なサンプルを採
取するのには５点程度のサンプルが必
要である。
これに対し，
スクレーパープ
レートは，450cm2 の土壌サンプルを得
るために安定した値を得ることができ
図3 スクレーパープレート：塚原製作所(岐阜）058-231-7085
る。我々は，川俣町小綱木地区におい
で購入可
http://www.tukahara-ss.co.jp/products/seisaku.html
て，
4月28に，
スクレーパープレートを
用いて，
0～5 cm深の土壌は0.5 cm間隔で，
5～30 cm深の土壌は1.0 cm間隔で層別に採取した。
各層の土壌サンプルの放射性同位体分析から，放射性核種の土壌中の深度分布を明らか
にした。その深度プロファイルに基づいて，下記のProfile Distribution Modelのを用いて深度
分布を表すパラメータh0値を算出した(Walling and He, 1999)。
(
A( x ) = Aref 1 − e − x / h0
)
(2)
ここで，A’(x) ；深度 x より上部の土壌中に含まれる放射性核種の存在量 (Bq/m2)
Aref ; 土壌プロファイル中にある放射性核種の全存在量 (Bq/m2)
x ； 重量深度
(kg/m2)
h0 ； 放射性核種の浸透の深さを表すパラメータ (kg/m2) ，なお，h0 値は最小二乗法を用い
て決定した。 h0 が大きいほど，深部へと浸透していることを意味する。

3. 図4 4/28におけるこ綱木地区における深度プロファイル：Kato et al (accepted)
図４が，その結果である。Cs-137, Cs-134とも
そのどんどが地表面より2cm以内に分布してい
る。I-131もやや下方に浸透しているものの，ほ
とんどが5cmより浅い地点で分布していた。従
来，I-131の深度プロファイルはほとんどデータ
が無く，本調査は，きわめて貴重なデータとい
える。
Cs-137,134の深度分布について，年度が乳率
との関係で，過去のチェルノブイリ研究と比較
すると，本研究の値は，▲印でプロットされる
値となった。●は家畜の踏みつけのある放牧地
図4 今回の浸透パラメータ h0値と過去のチェルノ
の値であり，Cs-137の初期浸透深は，
土質による影
ブイリ研究との比較（Kato et al, accepted)
響が強く示唆される。
3.土砂起源の推定と河川の浮遊土砂流出フラックス
Cs-137などの，放射性同位体をトレーサとして，浮遊砂の起
源を推定するためには，できれば10g以上の浮遊砂試料が必要
である。しかしながら，多くの浮遊砂を採取するためには大量
に濁水を採水する必要があり，その処理においても吸引濾過な
ど多くの労力が必要となる。また，各出水イベント時の濁水の
ピークは一般的にはきわめて短いので，サンプリングはきわめ
て困難である。
Phillips et al (2000)は，出水中の浮遊土砂を採取するサンプラ
ー開発した。このサンプラーは，内径 98 mm,長さ1 mの塩ビパ
イプを用い，
両端の蓋部に内径4 mmのチューブを取り付けるだ
図 2 Time-integrated
浮遊砂サンプラ
ー (Mizugaki et al., 2008)

4. けの簡易なもので，かつ安価での製作が可能である。この原理は，サンプラーを流向に平
行となるよう設置することで，濁水とともに流れる浮遊砂が上流部のチューブから取り入
れられ，サンプラー内で急激に流速を落とし，沈降・堆積するといったものである。小山
内ら(2005)は同サンプラーを用いた浮遊砂採取効率の検証を，水路実験でおこなっている。
このサンプラーで採取された浮遊砂のCs-137濃度と土砂起源（たとえば，林床，林道，河岸
等）
のCs-137濃度を比較し，
土砂起源を推定できる
（Mizugaki et al., 2008)。
その際に，
Cs-137
は細粒物質および，有機物に選択的に付着するため，He and Walling(1997)の方法にしたがっ
て補正をおこなう必要がある。
4.福島原発事故による放射性物質の拡散調査
上記のような基礎的手法を用い，筑
波大を中心とする大学連合が現在，降
下した放射性物質の拡散調査を行っ
ている。主な調査としては，土壌侵食
プロット（放射性核種の移動を観測）
するサイトを５カ所， 濁度・浮遊砂
サンプリング（渓流水の浮遊砂流出量
測定）
：口太川上流の渓流から 河口付
近までの調査を行っている。その手法，
結果の一部は講演の際に発表させて
いただきたい。
図3
科学技術戦略推進費における陸域拡散調査
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