放射性物質の動き(河川水系)

1. 経緯

 2011年3月11日に発生した太平洋三陸沖を震源とするマグニチュード9.0の東北地方太平洋沖地震とそれに伴って発生した津波により、東京電力(株)福島第一原子力発電所(以降、“福島第一原発”と呼ぶ)の事故が発生し、その結果、福島第一原発の原子炉施設から環境中へ大量の放射性物質が放出された。
 山地森林に沈着した放射性セシウムの一部は、吸着した土壌粒子等とともに、降水によって河川に流入し、下流へと移動する。河川を移動する途中で、流速が遅くなるような場所では、放射性セシウムは土壌粒子とともに堆積すると考えられる。生活圏における被ばく線量の将来予測にあたっては、山地森林から河川を通じ、河口域・海へと移動・堆積する放射性セシウムの動態を定量的に把握することが必要とされている。
 ここでは、河川水中の放射性セシウム及び河川における土砂堆積及び放射性セシウムの挙動について得られた知見を解説する。さらには、ダム湖及び海における放射性セシウムの挙動について得られた知見や、原子力機構内の他部署及び大学や他研究機関による調査研究成果を解説する。

2. 河川水中の放射性セシウム

 上記の知見からは、福島第一原発事故により放出された放射性セシウムの河川を介した移動について、その濃度レベルと移動挙動の特徴が明らかになってきている。
 平常時の河川水中放射性セシウム濃度は、比較的線量率の高い流域を持つ河川においても1Bq/L未満であることが確認された。高水時においても溶存態放射性セシウム濃度はほとんど変わらず、土壌粒子とともに移動する懸濁態放射性セシウム濃度が高くなることが確認された。土壌粒子はダムにより移動が抑制され、ダムより下流への移動量は大きく減少することが確認された。

(1) 平常時における河川水中の放射性セシウムの動態

 福島県内の主な河川の約50か所において、2011年6月の第1回から2014年10月の第8回まで、年2回程度平常時の河川水中の放射性セシウム濃度測定が行われてきた。文部科学省放射性測定法シリーズ16環境試料採取法に準じ、できる限り透明な河川水を採取した。得られた137Cs濃度の傾向(原子力機構 2015)を図2.1及び2.2に示す。全体的には、放射性セシウムの濃度は減少傾向にある。また、調査地点の中で請戸川や昼曽根等は他と比べて高い傾向にあるが、それらの河川の放射性セシウム濃度は厚生労働省告示第370号「食品、添加物等の規格基準」による基準値10Bq/kgよりも小さいことが確認された。

図2.1 河川水中に含まれる放射性セシウム(137Cs)濃度の経時変化(福島県北側を中心とした河川)
(原子力機構 2015)

図2.2 河川水中に含まれる放射性セシウム(137Cs)濃度の経時変化(福島県南側を中心とした河川)
(原子力機構 2015)

 2012年度より開始した原子力機構の調査(中西2014)では、比較的線量率の高い福島県浜通り地方の二級河川(太田川、小高川、請戸川、前田川、熊川、富岡川、井出川、木戸川)において、浮遊懸濁物質(以降、“SS”と呼ぶ)濃度が5mg/L未満の場合と定義される平常時の河川水中放射性セシウム濃度は、溶存態(水に溶けている状態)と懸濁態(SSに吸着された状態)をあわせて、通常の放射能濃度測定の検出限界(134Csと137Csそれぞれ約1Bq/L)未満であった(図2.3)。この結果は、福島県内における他の調査事例(環境省2017)でも同様である。
 平常時は、放射性セシウムの大部分が溶存態で存在している。溶存態放射性セシウム濃度は、太田川・請戸川・前田川・熊川では0.1Bq/Lオーダー、小高川・富岡川・井出川・木戸川では0.01Bq/Lオーダーの濃度レベルであった。懸濁態放射性セシウム濃度は同レベルか、さらに一桁低い濃度レベルであった。2013年以降、濃度レベルは変わらず、逓減傾向で推移している。これは、チェルノブイリ事故等と同様に、初期の急激な減少から中期過程に移行したことを示す。

図2.3 福島県浜通り地方の河川における河川水中137Cs濃度の年変化(:溶存態137Cs濃度、:懸濁態137Cs濃度)

[グラフ]太田川 [グラフ]小高川 [グラフ]請戸川 [グラフ]前田川

[グラフ]熊川 [グラフ]富岡川 [グラフ]井出川 [グラフ]木戸川

 河川水系における放射性セシウムの主要な供給源と考えられる森林における放射性セシウムの発生メカニズムを検討するため、福島県川俣町の3 流域(石平山、疣石山、世戸八山)における渓流水の溶存態、SS及び粗大有機物中それぞれの放射性セシウム濃度の時間変化を調べた(図2.4)。渓流水の溶存態放射性セシウム濃度は、いずれも事故直後の0.1∼1.0Bq/Lから、1 年間で0.01∼0.1Bq/Lまで約10分の1に低下し、それ以降はほぼ同じような速度で低下傾向を示している。石平山流域では、SS及び粗大有機物中の放射性セシウム濃度は、いずれも単調に低下した。一方で、疣石山流域では、粗大有機物の放射性セシウム濃度は単調に低下を続けているものの、SSについては付近の牧草地の除染が始まってから放射性セシウム濃度が著しく低下した。溶存態137Cs濃度は粗大有機物の放射性セシウム濃度と同様な低下傾向を示した。これらのことから、溶存態放射性セシウムの起源は粗大有機物と同様に森林である可能性が示唆され、SSに吸着された放射性セシウムの主要な起源の一つは、付近の牧草地と考えられた。いずれの流域においても、放射性セシウムの90%以上は、SSに吸着された形で存在した。

図2.4 川俣町の3河川の渓流水に含まれるSS及び粗大有機物中放射性セシウム濃度(上段)並びに溶存態の放射性セシウム濃度(下段)の時間変化

(2) 高水時における河川水中の放射性セシウムの動態

 台風等による豪雨時には、河川水位が上昇するとともに、放射性セシウムが吸着した土壌粒子が山地森林から河川に流入し、下流へと輸送される。請戸川水系では、事故以降、年に1∼2回の頻度で、河川水位が2m以上まで達している。2014∼2015年の請戸川での調査結果から、河川水位の上昇とともにSS濃度及び河川水中の懸濁態137Cs濃度が上昇する傾向が捉えられている(図2.5)。一方、溶存態137Cs濃度はほとんど上昇していない。

図2.5 請戸川における河川水位とSS濃度(左)及び137Cs濃度(右)の関係

請戸川には上流に大柿ダムが存在する。2014年10月14日(台風19号)と2015年7月16日(台風11号)の高水時における、請戸川と、上流にダムのない高瀬川の濁度(SS濃度に比例)を連続観測した(図2.6)。ダムのある請戸川では、上流からの土壌粒子の移動が抑制されるため、濁度は高瀬川よりも一桁低かった。

図2.6 請戸川水系における高水時の濁度の時間変化(★:河川水採取)

それぞれの高水時に実際に河川水を採取し、SS濃度と放射性セシウム濃度を測定した(表2.1)。SS濃度は高瀬川が一桁高い。これは、ダムがある請戸川では台風等の高水時(図中で濁度が高くなっている時に相当)でも上流からの土砂の流入が抑制されるためである。したがって、SS当たりの懸濁態放射性セシウム濃度は高瀬川と比べて請戸川では高いにも係らず、河川水中の懸濁態放射性セシウム濃度は両河川で同程度となった。なお、溶存態放射性セシウム濃度も流域の沈着量を反映しているが、その濃度は平常時とほとんど変わらない。結果として、高瀬川では出水時に移動する放射性セシウムの99%以上が懸濁態であった。また、両河川とも、時間とともに懸濁態137Cs濃度が低下傾向にあることが確認された。

表2.1 請戸川水系における高水時のSS濃度及び137Cs濃度

観測日 2014年10月14日 2015年7月16日
観測地点 請戸川
(請戸橋)
高瀬川
(高瀬橋)
請戸川
(請戸橋)
高瀬川
(高瀬橋)
SS濃度(mg/L) 24 233 118 1470
SS1kgあたりの
懸濁態137Cs濃度 (kBq/kg)
92 9.0 65 6.8
懸濁態137Cs濃度 (Bq/L) 2.2 2.1 7.7 10

 ダムによる土壌粒子の移動抑制を確認するため、大柿ダムの上流(地点1)と下流(地点2)で、高水時の濁度の連続観測結果を比較した(図2.7)。2014年6月29日と2015年7月16日(台風11号)の高水時における観測結果を図に示す。濁度の時間変化から、上流から下流への土壌粒子の移動には数時間を要する。それぞれのピーク時の濁度を比較すると、下流(地点2)は上流(地点1)に比べて1/10程度であることが示された。すなわち、大柿ダムにより、土壌粒子の移動は大きく抑制されていることが明らかになった。この移動抑制効果は数値シミュレーションによっても再現できている。

図2.7 請戸川における高水時の濁度の時間変化
(地点1:大柿ダム上流、地点2:大柿ダム下流)

 木戸川も中流に木戸ダムがあり、ダムより下流約8 km地点では浄水場において飲料用水を取水している。2014年に、浄水場付近の木戸川において平常時と高水時の河川水を採取し、それぞれの放射性セシウム濃度を測定した(図2.8)。平常時の場合、137Cs濃度は懸濁態・溶存態いずれも0.1 Bq/L未満であった。高水時の場合、懸濁態137Cs濃度は1 Bq/L程度まで上昇したが、これは飲料水基準(10 Bq/L)を大きく下回っていた。また、上述した請戸川本流と同程度のSS濃度であることから、木戸ダムによって土壌粒子の移動が抑制されていると考えられた。また、請戸川水系と同様、高水時でも溶存態137Cs濃度は平常時とほとんど変わらず0.1 Bq/L未満であった。

図2.8 木戸ダム下流域の木戸川における2014年の河川水中137Cs濃度

参考文献

1) 原子力機構(2015)平成26年度東京電力株式会社福島第一原子力発電所事故に伴う放射性物質の分布データの集約及び移行モデルの開発成果報告書

2) 環境省(2017)福島県内の公共用水域における放射性物質モニタリングの測定結果(速報)(1-2月分)

3) 中西(2014)福島長期環境動態研究 (F-TRACE) (3) 河川調査、2014年版東京電力 (株)福島第一原子力発電所事故に係る廃止措置及び環境回復への原子力機構の取り組み

3. 河川における土砂堆積及び放射性セシウムの挙動

福島第一原発事故により放出された放射性セシウムの河川を介した移動に伴う放射性セシウム分布及び空間線量率分布の変化傾向の特徴が明らかになる(環境省2017;Kitamura et al.2014;Kitamura et al.2015;原子力機構 2013;原子力機構2015;Yamaguchi et al.2014)とともに、その変化を理解するために重要な放射性セシウムの河川中における動態についても知識が蓄積された。空間線量率については、事故後間もなくの土砂堆積によって、一部の河川では河川敷の線量率が周辺よりも高くなったが、以降、全般に物理減衰よりも早く減少することが確認された。河川敷土壌の深さ分布からも、空間線量率に影響を及ぼす表層土壌の放射性セシウム濃度が低下していく傾向が確認された。また、河床の放射性セシウム濃度は河川敷に比べて一桁から二桁低い濃度で推移していることが確認された。

(1) 河川敷の線量率分布

 河川敷における空間線量率の時間変化について、平面分布とともに断面分布を測定している。これは、高水イベントによって運ばれる土砂が河川敷のどのような個所に堆積する可能性があるのか、河川水位との関係を把握するためである。調査対象としたいずれの河川においても、中∼下流域の河川敷では、河道付近より一段高い高水敷において空間線量率が高くなる傾向が示された(図3.1)(中西2014;中西2015)。このような箇所では、植生群が分布しており、比較的放射性セシウム濃度が高い細粒の土砂が堆積し、空間線量率が高くなると考えられる。一方、河道付近は砂礫や砂が堆積し、空間線量率が低くなる傾向が認められた。河道付近では高水直後に一時的に放射性セシウムを含む土砂が蓄積しても、徐々に浸食されていくためである。上流域でも河道付近の空間線量率は低い傾向にあることが確認された。

図3.1 河川敷横断面の線量率分布(小高川下流域の例)

 高水敷の空間線量率も、時間とともに低下していくと考えられる。2013年1月から2015年11月までの、請戸川下流域における河川敷横断面の空間線量率分布の時間変化を図3.2に示す(中西2015)。2011年3月から2013年1月までの間に、比較的空間線量率の高い上流側から移動してきた放射性セシウム濃度の高い土壌粒子が堆積することによって、高水敷の空間線量率は周辺よりも高くなった。しかし、その後の継続調査から、高水敷の空間線量率は、放射性セシウムの壊変による物理的減衰(2013年1月から2015年11月までに36%)に比べて速い速度(65%)で低下していた。2015年9月関東・東北豪雨時の大出水においても、空間線量率の増加は認められなかった。上流にダムがあるため放射性セシウムを含む土砂の堆積量が少なかった、堆積土砂に含まれる放射性セシウム濃度が低くなってきた、土壌侵食によって放射性セシウムを多く含む土壌粒子が流出した等の理由が考えられる。
 なお、上流にダムのない高瀬川河川敷においては、空間線量率は上記豪雨時に大きく低下した。これは、放射性セシウム濃度が低い上流の土砂が堆積したためと考えられる。
 いずれにしても、これらの河川においては河川敷の空間線量率は今後も低下していくことが予測される。

図3.2 河川敷横断面の線量率分布(請戸川下流域の例)

(2) 河川敷の放射性セシウム分布

 前項で示した、河川横断面の空間線量率と放射性セシウムの堆積環境の関係を明らかにするため、請戸川下流域の同一横断面上において、標高や堆積状況が異なる4箇所で、スクレーパプレートによる河川敷土壌の試料を異なる深さから採取し、放射性セシウム蓄積量の分布を比較した(図3.3)(中西2014)。河道付近では放射性セシウムの堆積が見られない一方、空間線量率が高く植生が分布する高水敷において放射性セシウム濃度が高いことが確認された。また、植生密度が高い地点程、放射性セシウムを含む土砂の堆積量が多いことも示された。これらの地点では、事故直後の初期沈着量(約600∼1,000 kBq/m2、図中)よりも有意に放射性セシウムの沈着量が多く(図中)、河川系により上流から放射性セシウムを含む土砂が供給されていることが明らかになった。

図3.3 河川敷における放射性セシウム濃度の深さ分布(請戸川下流域の例)

 上流から移動・堆積する放射性セシウム量の時間変化を評価するために、高水敷における放射性セシウム蓄積量の深さ分布を追跡調査した。請戸川と熊川の下流域における調査結果を図3.4に示す(中西2014;中西ほか2015)。2013年10月時点では、どちらも深さ7∼8 cmの放射性セシウム蓄積量が最大で、それより深くなると急激に減少する。7 cmより深い部分(図中)に蓄積する放射性セシウムは大気経由の初期沈着、浅い部分(図中)は2013年10月までに上流から移動堆積した放射性セシウムに相当する。下流域に比べて上流域の放射性セシウムの蓄積量が少ない熊川では、土壌粒子とともに移動する放射性セシウムが少ないため、浅い部分の放射性セシウムの蓄積量は急激に減少する。一方、上流域の放射性セシウムの蓄積量が多い請戸川でも、熊川に比べると緩やかではあるものの、蓄積量が減少傾向にある。2014年12月時点では、両河川とも土壌表層(図中)の放射性セシウム蓄積量が少なくなっている。この結果は、土壌表層に比較的放射性セシウム濃度の低い土壌粒子が堆積したため、あるいは堆積していた放射性セシウム濃度の高い土壌と交換したためと考えられる。いずれにしても、河川敷の土壌表層に存在する放射性セシウム濃度は、時間とともに減少傾向にあると考えられる(中西2016;中西ほか2016)。

図3.4 河川敷における放射性セシウム濃度の深さ分布の時間変化

[グラフ]2013年10月時点 ①請戸川 [グラフ]2014年12月時点 ①請戸川

[グラフ]2013年10月時点 ②熊川 [グラフ]2014年12月時点 ②熊川

 あわせて、河川敷の放射性セシウム分布が河川の流域間で違いがあるかどうかを確認するため、富岡川を対象に調査を行った(図3.5)。調査においては、下流域と中流域を対象に、それぞれの河川敷と河川敷外で放射性セシウム分布を測定し比較を行った。
 その結果、中流域では(図中②及び③)河川敷における濃度の方が河川敷外と比較して高いのに対し、下流域(図中①)では両者は同程度となっている。そのため、下流域の河川敷のうち放射性セシウムを含む土砂が堆積しやすい場所では、放射性セシウム濃度が増減を繰り返す傾向を示すことが分かった。また、他の浜通り河川水系でも同様の傾向が見られる。

図3.5 富岡川の河川敷内外の放射性セシウム濃度の比較と土砂の流出・堆積挙動の概念
(国土地理院「電子国土Web」)

(3) 河床の放射性セシウム分布

 請戸川と小高川における河床の放射性セシウム濃度について、2013年1月から2015年11月までの時間変化を見ると、全体的に放射性セシウム濃度は同程度∼低下の傾向にあった(図3.6)。また、河川敷に比べて、一桁から二桁、放射性セシウム濃度が低く、前項で述べた河道付近と同様、浸食が優位であることが示された。上流から移動してくる土砂に含まれる放射性セシウムの濃度が低下傾向にあることも、要因の一つと考えられる。
 流域中で放射性セシウム濃度が比較的高い地点は、堰がある等の流速が急激に減少する地点であった。これは、流速の減少によりセシウム濃度が高い細粒の土砂が比較的堆積しやすいためと考えられる。請戸川では河口域で同様の現象による濃度増加の傾向が見られたが、小高川の河口域では逆に放射性セシウム濃度が顕著に減少していた。海水との接触により土壌に吸着した放射性セシウムの脱離が起こっている可能性が示された。

図3.6 富岡川の河川敷内外の放射性セシウム濃度の比較と土砂の流出・堆積挙動の概念

引用文献

1) 環境省(2017)東日本大震災の被災地における放射性物質関連の環境モニタリング調査:公共用水域

2) Kitamura et al.(2014) Predicting sediment and cesium-137 discharge from catchments in eastern Fukushima, Anthropocene 5, 22 (2014)

3) Kitamura et al.(2015) Mathematical modeling of radioactive contaminants in the Fukushima environment, Nuc. Sci. Eng. 179, 104 (2015)

4) 中西(2014)福島長期環境動態研究 (F-TRACE) (3) 河川調査、2014年版東京電力 (株) 福島第一原子力発電所事故に係る廃止措置及び環境回復への原子力機構の取り組み

5) 中西(2015)福島長期環境動態研究 (F-TRACE) (3) 河川調査、2015年版東京電力 (株) 福島第一原子力発電所事故に係る廃止措置及び環境回復への原子力機構の取り組み

6) 中西(2016)福島長期環境動態研究 (F-TRACE) (3) 河川調査、2016年版東京電力 (株) 福島第一原子力発電所事故に係る廃止措置及び環境回復への原子力機構の取り組み

7) 中西ほか(2016)福島県浜通り地域の河川における放射性セシウムの移行挙動、日本原子力学会2016年秋の大会予稿集、1J01.

8) 中西ほか(2015)福島長期環境動態研究:(9)河川敷における放射性セシウムの堆積挙動、日本原子力学会2015年秋の大会予稿集、p559.

9) 日本原子力研究開発機構(2014)福島第一原子力発電所事故に伴う放射性物質の長期的影響把握手法の確立 成果報告書

10) 日本原子力研究開発機構(2015)平成26年度東京電力株式会社福島第一原子力発電所事故に伴う放射性物質の分布データの集約及び移行モデルの開発 成果報告書

11) Yamaguchi et al.(2014)Predicting the long-term 137Cs distribution in Fukushima after the Fukushima Dai-ichi nuclear power plant accident: a parameter sensitivity analysis, J. Environ. Radioact. 135, 135

4. ダム湖における放射性セシウムの挙動

上流域から流出した放射性セシウムが貯水池内に蓄積し、その影響により灌漑用水が汚染されるのではないかとの懸念がある(農林水産省東北農政局 2016a;農林水産省東北農政局 2016b)。そのため、上流域から貯水池にどの程度放射性セシウムが蓄積するのかを把握することが重要である。以下では福島県大柿ダムでの調査事例について述べる。

(1) ダム湖における放射性セシウムの流入・流出

福島県大柿ダムでは、文部科学省第1次航空機モニタリングから推定されるダム流域の放射性セシウムの初期沈着量のうち、約0.3%(2013年7月∼11月と2014年7月∼11月の合計)がダム湖へ流入したとの報告がある(農林水産省東北農政局HP)(図4.1)。流域の沈着量に対して流入量が非常に少ないことから、流域に沈着した放射性セシウムの大部分は現在も山地森林内に留まっているものと考えられる。

項目 137Cs量(MBq) 割合(%)
①流域の沈着量 393,028,525 100.0
②流域からの流入量
(2013年7月19日∼11月30日)
(2014年7月1日∼11月30日)
1,356,323 0.3

図4.1 福島県大柿ダムにおける放射性セシウムの流入量と流下量(1)
(農林水産省東北農政局HP、一部改変)

 ダム湖への放射性セシウムの流入量とダム湖からの流出量を比較すると流入量に対して流出量は約1割程度であり、残りの約9割が湖底に蓄積している(図4.2)。これは、貯水池に放射性セシウムを含む粒子が蓄積する要因は、貯水池内の流速が河川の流速に対して非常に遅く流域から運搬された粒子が湖底に沈降しやすいためであり、これによって下流域への放射性セシウムを含む粒子の拡散が抑制されている。なお、ダム湖の中でも粒子は下流側に到達せず上流側に沈降し堆積するものが多い傾向があることも報告されている(飯島ほか2014)。

図4.2 福島県大柿ダムにおける放射性セシウムの流入量と流下量(2)
(農林水産省東北農政局 2016b)

 底質とセディメントトラップを用いて採取した沈降粒子の放射性セシウム濃度は、事故初期に急激に減少し、その後緩やかな減少傾向を示す(図4.3)。このような傾向は、チェルノブイリ事故後の欧州の河川や福島第一原発事故後の福島県内の河川で認められた懸濁物質の放射性セシウム濃度の減少と同様の傾向である。

図4.3 福島県大柿ダムの底質及び沈降粒子中の放射性セシウム濃度の変化

 また、真野川上流にある真野ダム(はやま湖)において、底質の放射性セシウムの分布を調査した(図4.4)。その結果、湖心とダム堤体近傍では、底質中の放射性137Cs濃度ピークが、最表層ではなくいずれも10cm程度深いところに確認された。この濃度ピークは、原発事故直後に湖面に直接降下したものや、事故後初期の降雨によって流域から速やかに洗い出され、流入してきたものによって形成されたと考えられる。さらに、事故後から現在に至るまでの降雨流出によって流入する、事故直後の直接降下や初期流入に比べ相対的に濃度の低い放射性セシウムが吸着した微細な土粒子が堆積することで、濃度ピーク層が遮蔽されるような状況が生じている。
 貯水池では、このような貯留機能によって上流域から流出した放射性セシウムの下流域への移動と再集積を妨げる役割を担っていることが示された。

図4.4 はやま湖の底質の放射性セシウムの濃度分布
(採泥コアの137Cs濃度と中央粒径の鉛直分布(2014年秋(①,②)2015年春(③)採取)

[グラフ]① [グラフ]② [グラフ]③

(2) ダム湖内での放射性セシウムの流動挙動

 貯水池内の上流部と下流部(フェンスの下流)に超音波多層流向流速計を設置し、鉛直流速分布の連続観測を実施した。また、2014年10月の台風18号襲来時に、貯水池内の3地点で水温、濁度、DO等の水質の深度分布測定を行った(図4.5)。

図4.5 大柿ダム調査地点
(国土地理院電子地形図25000『小高』)

 鉛直流速分布の連続観測の結果、出水時に上流部の中層から下層にかけて合成流速が顕著に速くなることから、濁水は上流部の観測地点では中層から下層にかけて進入しているものと考えられる(図4.6)。一方、下流部では出水時においても平水時とほとんど変わらない流速であった。なお、流速分布は日周期での変動性が認められるが、この要因は現在のところ不明である。

図4.6 出水時の流速の鉛直方向分布

 図4.7に湖内の濁度鉛直方向分布を示す。出水直後の10月6日の時点の上流部で濁度が最大約50 FTUとなるが、下流部では最大約20 FTU程度であった。あわせて、図4.8に下流部の水温鉛直方向分布を示す。この結果から、形成されている水温躍層は大きく破壊されていないことからも、全層が混合して濁水化するような大規模な出水イベントではなかったことが言える。そのため、下流部の下層で濁度が高い要因としては、出水時の流入水の影響ならびに夏期に貯水池内に形成された浮泥層によるものとで、底質の巻き上げの影響によるものではないと考えられる。

図4.7 出水時のダム湖内の濁度鉛直方向分布

[グラフ]10月6日 [グラフ]10月7日 [グラフ]10月8日 [グラフ]10月9日

図4.8 出水時のダム湖内水温の鉛直方向分布

 以上のことから、出水時に一時的に放流水の濁度が上昇し、懸濁物を含む水が放流されたとしても、これはダム湖への流入水自体が懸濁していたことによるもので、巻き上げによって底質が再浮遊することで懸濁したのではないと推定される。なお、底質の巻き上げが発生するか否かは、出水の規模、貯水容量、貯水池の形状、水深等によっても大きく異なるため、灌漑用水としての利用に際して、作物への汚染が懸念される場合には、個々に応じた対応が必要になるものと考える。

(3) ダム湖内での放射性セシウム移動挙動解析

 チェルノブイリ事故や大気核実験によってフォールアウトした放射性物質の水環境中での挙動についてはこれまで様々な調査や解析が行われてきた。湖沼に対しては、湖水の滞留時間によって閉鎖型あるいは開放型に分類できるとされている。このうち、開放型の湖沼では、上流域からの流入が湖沼内の放射性物質の挙動に影響すると考えられている(Smith et al. 2002)。

 そこで、開放型の貯水池の降雨イベント時の放射性セシウムの流出挙動や堆積挙動を理解するために、これまでに1次元及び2次元の計算コードを用いて試解析を行ってきた(Kurikami et al.2014, Yamada et al.2015)大柿ダムを対象として、3次元の計算コードFLESCOTを用いて詳細な解析を行った。
 FLESCOTは、米国Pacific Northwest National Laboratoryが開発した3次元有限体積コードであり、乱流流れに基づき、水中の浮遊土砂、溶存放射性物質、浮遊土砂付着放射性物質の輸送を解析するモデルである。浮遊土砂は3つの異なる粒径(砂、シルト、粘土)を考慮することが可能である(Onishi et al. 1993)。

 対象とした降雨イベントは、流入、流出データ(東北農政局測定)が取得されている2013年9月の台風時とした。境界条件として、流入する河川流量、浮遊土砂濃度、137Cs濃度を与えた。粒径ごとの137Cs濃度及び溶存濃度は、それぞれの粒径に対応する分配係数を、測定値を基に仮定し、平衡状態を仮定して分配した(図4.9)。

 解析結果を観測された流出データと比較したところ、解析結果は観測値をよく表現できており(図4.10)、FLESCOTコードの福島の環境への適用性を確認することができた(Kurikami et al. 2016)。

図4.9 大柿ダムに流入する水中の放射性セシウム濃度の経時変化の観測値と解析入力値

図4.10 大柿ダムから流出する水中の放射性セシウム濃度の経時変化の観測値と解析結果の比較

 上記は、大柿ダムを対象とした解析の一例であったが、福島県内には3×104 から5×108 m3といった様々な容量のダム湖が存在する。また、降雨ごとに河川流量や継続時間が異なる。そこで、ダム湖容量、河川流量、継続時間の違いがダム湖からの流出挙動に与える影響を解析的に調査した(Kurikami et al. 2016)。

 図4.11は容量107m3のダム湖に対して、河川流量および継続時間が異なる降雨が生じたときの137Csのダム下流への流出率を示した。流出率は、降雨強度が大きい(流量が大きい場合に相当)ほど大きく、ダム湖容量に対する流量と時間の積の割合(図では「正規化流入量」)が同じであれば継続時間が短いほど大きくなった。これは浮遊土砂の沈降速度とダム湖水の滞留時間の大小のバランスの違いや流速の違いに伴う分散係数の違いに起因している。砂、シルト、粘土のそれぞれの粒径ごとの挙動を確認すると、沈降速度や分配係数の違いから、流入量が小さいときには粘土が主な輸送媒体になり、流入量が大きいときにはシルトが主な輸送媒体になることがわかった。

図4.11 降雨強度(流量)や継続時間と放射性セシウム流出率の関係(容量が107m3のダム湖の例)

引用文献

1) 飯島ほか(2014)浜通り側河川水系における放射性セシウム移動挙動-請戸川水系と他河川水系との比較-、環境放射能除染学会「第3回環境放射能除染研究発表会」要旨集

2) Kurikami et al.(2014)Sediment and 137Cs behaviors in the Ogaki Dam Reservoir during a heavy rainfall event, J. Environ. Radioact. 137, 10

3) Kurikami et al.(2016)Journal of Environmental Radioactivity, vol.164, 73-83.

4) 農林水産省東北農政局(2016a)ため池の放射性物質の実態と対策

5) 農林水産省東北農政局(2016b)大柿ダムの放射性セシウムの実態と対策-請戸川地区の農業復興に向けて-

6) Onishi et al.(1993)Preliminary modeling of wave-enhanced sediment and contaminant transport in new bedford harbor”, In: Mehta, A.J. (Ed.), Coastal and Estuarine Studies, Nearshore and Estuarine Cohesive Sediment Transport, vol. 42. American Geophysical Union.

7) Smith et al.(2002)AQUASCOPE technical deliverable: simplified models for predicting 89Sr, 90Sr, 134Cs, 137Cs, 131I in water and fish of rivers, lakes and reservoirs”, CEH Centre for Ecology and Hydrology, Natural Environment Research Council.

8) Yamada et al.(2015)Sediment and 137Cs transport and accumulation in the Ogaki Dam of eastern Fukushima”, Environ.Res.Lett. 10, 014013.

5. 海における放射性セシウムの挙動

(1) 河口域における放射性セシウムの堆積挙動

137Csの堆積状況を確認するため、海底土の採取(以降、“採泥” と呼ぶ)を実施した。原子力機構では、2015年に福島第一原発周辺の河口にてバイブレーションコアサンプラーを用いた底質の柱状試料採取を行った。これは、海底面下約1m程度のサンプルを取得できる採泥方法である。図5.1に採泥場所、図5.2に得られた137Csの鉛直方向分布を示す。

図5.1 河口域の堆積物分布と採泥場所

図5.2 柱状採泥試料中の137Cs濃度の鉛直方向分布

[グラフ]C [グラフ]B [グラフ]A

 図5.1より、A地点にはシルト質の土砂が堆積しており、B地点とC地点には砂質の土砂が堆積している。図5.2より、シルト質の土砂の137Csが他の地点より1∼2オーダー高いことが分かる。河口では、シルト質の土砂は凹地のような窪みに堆積する傾向がある。しかしながら、図5.1より、シルト質の土砂の堆積は河口において限定的である。
 一方、河川の137Csと比較すると、砂質の土砂については、河川の河床土よりも低いことが分かる。また、高いシルト質の土砂と比較すると河川敷の土砂の方が137Csが高いことが分かる。また、既往報告(原子力機構2015)より、河川からの流入は少ないことが分かっている。そのため、河口周辺で汚染が継続し、蓄積する可能性は低いと考えられる。

(2) 沖合における放射性セシウムの堆積挙動

 水産庁では、国内外に対して、現在の水産物の放射性物質の濃度や安全性に係る正確な情報を伝達し、風評被害の払拭や諸外国・地域における輸入規制の緩和・撤廃を目的として、「水産物の放射性物質の検査に係る報告書」を作成し、発表している(水産庁 2015)。図5.3に福島沖の海水中の放射性セシウムのモニタリング結果を示す。2011年5月に比べて、11月の段階で放射性セシウムの減少がみられる。これは、別に行われた同様な調査結果(原子力規制庁2017)とも整合的である。

図5.3 福島沖の海水中の放射性セシウムのモニタリング結果
(水産庁 2015)

 一方、海底土についてみると、2011年の7月から2012年3月にかけて減少している傾向がみられる(図5.4)。しかし、福島第一原発の南側や沖合では、放射性セシウム濃度が増加している地点がみられることから、南向きや沖合の流れによって、放射性セシウムが吸着した土砂が運搬されている可能性も考えられる。

図5.4 福島沖の海底土中の放射性セシウムのモニタリング結果(水産庁 2015)

引用文献

1) 原子力規制庁(2017)海水のモニタリング結果、近傍・沿岸海域の海水の放射能濃度の推移

2) 小林卓也ほか, “海洋における物質動態のモデル開発”, 原子力機構研究成果報告会; ふくしまの環境回復に係るこれまでの取り組み, 福島, 2015-11-09/10.

3) 水産庁(2015)水産物の放射性物質の検査に係る報告書の更新について、平成23年3月∼平成27年1月

4) Yoshimura, K. et al, An extensive study of the concentrations of particulate/dissolved radiocaesium derived from the Fukushima Dai-ichi nuclear power plant accident in various river systems and their relationship with catchment inventory, Journal of Environmental Radioactivity. Vol.139, 2015, p.370-378.

6. 我々の生活に及ぼす影響

(1) 水産物への影響

 2011年3月以降、国、関係都道県及び関係団体が連携して、水産物の放射性物質モニタリング検査を実施している。特に、水産庁は、事故以降のモニタリングデータを包括的に分析し、モニタリング結果の動向やそのデータの持つ意味を解説した報告書を発表している。それによると、福島県及び近隣県の主要港において水産物をサンプリングし、事故発生以来102,322検体の水産物の放射性物質調査を行っている(2016年12月26日現在)。結果、基準値(100Bq/kg)を超える割合は事故からの時間経過に伴い低下している(図6.1)。
 このうち海産種については、2011年度は64.8%が100Bq/kg 以下であったが、時間の経過とともに濃度が低下し、2014年度は99.4%が100 Bq/kg以下となっている。この原因は、海産種は体内の塩類を排出させる機能が働くことから、海水の放射性セシウム濃度の低下に伴い、体内の放射性セシウム濃度が低下したためと考えられる。また、図6.2のように底生魚類中の放射性セシウム濃度は、海底堆積物中の放射性セシウム濃度と同様の減少傾向を示しており、その影響を受けている可能性も考えられる(水産庁2017;乙坂2013;Otosaka and Kobayashi 2013)。
 また、淡水種については、2011年度は68.3%が100Bq/kg以下であったが、2014年度は、97.1%が100 Bq/kg 以下となっている。全体の放射性セシウム濃度は低下しているものの、海産種に比べると低下の速度は遅いようである。これは、淡水魚は、体内の塩類を保持しようとする機能が働くことから、海水魚よりも放射性セシウムを排出しづらいためであると考えられる。

図6.1 福島県内の水産物中の放射性セシウム濃度調査結果 (3か月ごとの100 Bq/kgを超える検体数と割合の推移)
(水産庁2017)

図6.2 海底堆積物と底生魚類中の放射性セシウム濃度の経時変化の比較
(水産庁2017)

 図6.3は、福島県内を流れる5河川(新田川、木戸川、阿武隈川、鮫川、大川(阿賀川))において採取したアユについて、個体ごとに内臓(消化管及び胃内容物を含む)と筋肉に分けた放射性セシウム濃度の時間変化である。同時に、底質の付着物(アユの餌生物である藻類及びシルト)についても放射性セシウム濃度を測定したものである(水産総合研究センター2016)。
 アユの内臓(消化管及び胃内容物を含む)及び筋肉の放射性セシウム濃度は、時間経過とともに減少する傾向が認められた。筋肉の放射性セシウム濃度は、内臓より変動が少なく、内臓の濃度の16%程度であった。アユ遊漁が解禁されていない新田川、阿武隈川、木戸川において、137Cs濃度の明瞭な減少傾向がみられるようになった2013年以降のデータを用いて、137Cs濃度の生物学的半減期の推定を行った結果、137Csの生物学的半減期は、アユの内臓で457∼520日、筋肉で556∼997日と推定された。

図6.3 福島県内5河川でのアユの内臓(●)及び筋肉(○)と、河床付着物(アユの餌生物である藻類及びシルト、×)の放射性セシウム濃度の時間変化
(水産総合研究センター2016)

(2) 農産物への影響

 農林水産省が、田面水の放射性セシウム濃度が玄米の放射性セシウム濃度に及ぼす影響を評価するために行ったポット試験の結果を示す(農林水産省ほか2014)。
 試験においては、溶存態の放射性セシウムを含む水と、放射性セシウムをほとんど含まない水を用いて米を栽培し、玄米中の放射性セシウム濃度の比較を行った。試験は、交換性カリの含量が異なる2種類の土壌(図6.4中及び)を用いて行った。その結果、いずれの土壌の場合にも、溶存態放射性セシウム1.0Bq/Lの水を灌がい用水として用いたとしても玄米中の放射性セシウム濃度の上昇は34Bq/L(の場合)∼7Bq/L(の場合)であり、少ないとの結果が得られている。
 さらに、溶存態だけでなく懸濁態を含む水を用いて同様の試験を行った。その結果、懸濁態及び溶存態の合計1.4Bq/Lの水を用いた場合でも上昇は9Bq/Lに止まるとの結果が得られている。
 河川やダム湖水中の溶存態は上記試験で用いた水より低いことから、これらの水を灌がい用水として用いてもその影響は小さいと考えられる。

図6.4 灌がい用水の放射性セシウム濃度が玄米の放射性セシウム濃度に及ぼす影響
(農林水産省ほか 2014)

(3) 水辺のレクリエーションへの影響

 河川・湖沼における汚染状況のデータを整理し、その環境中において、水辺のレクリエーション活動を行った際に受ける被ばく線量について試算が行われている。
 試算においては、子どもが夏休みの間、頻繁に河川・湖沼で活動すると想定した。想定したレクリエーション活動を図6.5に示す。試算した結果、水辺のレクリエーション活動(20日間×5時間)における被ばく線量は、底質の放射性セシウム濃度や空間線量率について保守的に設定したケースで河川では0.031mSv、湖沼では0.030mSvという値が得られている(表6.1)。

図6.5 想定したレクリエーション活動
(河川財団こどもの水辺サポートセンター 2014)

表6.1 水辺のレクリエーションにおける被ばく線量の試算結果 [グラフ]
(環境省 2015、一部改変)

河川 湖沼
設定ケース※ 平均的なケース 保守的なケース 平均的なケース 保守的なケース
底質の放射性セシウム濃度(Bq/kg) 200 2,000 500 5,000
周辺環境の空間線量率(µSv/h) 0.3 0.6 0.2 0.5
被ばく線量(試算)(mSv) 0.013 0.031 0.0086 0.030

※底質の放射性セシウム濃度及び周辺環境の空間線量率について、福島県(避難指示区域を除く)の中央値、90%パーセンタイル値を踏まえ、平均的なケース及び保守的なケースを設定。

 一方、海の場合では、福島県や宮城県によって海水浴場を対象としたモニタリングがなされた結果が報告されている(宮城県 2016;福島県 2016)。いわき四倉、勿来の海岸で実施された空間線量率の測定では0.04∼0.05µSv/hであり、事故以前の空間線量率と同等の結果が得られた(表6.2)。そのため、福島県の開設された海水浴場の利用では、被ばく線量の増加の可能性は低いと考えられる。

表6.2 福島県における海水浴場のモニタリング結果(福島県HP、一部改変)

No. 海水浴場名 市町村名 区分 海岸の空間線量率 海水の放射性物質濃度(Bq/L)
調査日 地表面(地上1cm) 地上50cm 地上1m 調査日 採水位置 放射性セシウム 全ベータ放射能 トリチウム
134Cs 137Cs
今夏開設中の海水浴場
1 四倉 いわき市 海水浴場 8月3日 0.05 0.04 0.04 8月3日 表層 不検出 不検出 0.03 不検出
下層 不検出 不検出 0.02 不検出
2 勿来(北) 8月3日 0.04 0.04 0.04 8月3日 表層 不検出 不検出 - -
下層 不検出 不検出 - -
勿来(南) 8月3日 0.05 0.04 0.04 8月3日 表層 不検出 不検出 0.02 不検出
下層 不検出 不検出 0.03 不検出

※放射性物質濃度が検出限界値未満の場合は「不検出」と記載(検出限界値は放射性セシウム1Bq/L程度)

引用文献

1) 福島県(2016)平成28年度海水浴場の環境放射線モニタリング結果 水浴場の環境放射線モニタリング調査結果(平成28年度第2・3回目:遊泳期間中)について(続報)

2) 環境省(2015)「環境回復検討会(第13回)」のうち資料5「水辺のレクリエーション活動における被ばく線量の試算について(概要)」(平成27年1月)

3) 公益財団法人河川財団子どもの水辺サポートセンター(2014)水辺の安全ハンドブック2014年版

4) 宮城県(2016)県内主要海水浴場の水質検査結果について(環境対策課)

5) 農林水産省ほか(2014)放射性セシウム濃度の高い米が発生する要因とその対策について∼要因解析調査と試験栽培等の結果のとりまとめ∼(概要第2版)

6) 乙坂(2013)海底堆積物中の放射性セシウム濃度の推移, ISOTOPE NEWS 2013年6月号, No.710, pp.12-15

7) Otosaka and Kobayashi(2013), Sedimentation and remobilization in the coastal area of Ibaraki, 70km south of the Fukushima Dai-ichi Nuclear power Plant, Environ.Mon. Assess., 185, 5419–5433, DOI 10.1007/s10661-012-2956-7

8) 水産庁(2017)水産物の放射性物質調査の結果について(平成29年6月26日)

9) 水産庁(2016)平成27年度放射性物質影響解明調査事業報告書