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多媒体環境モデリング （平成 23 年度）
多媒体環境モデリング （平成 23 年度） 目次 1 概要 ........................................................................... 1 2 大気モデル ..................................................................... 5 2-1 シミュレーション手法 ....................................................... 5 2-2 実測値によるシミュレーション結果の検証 ..................................... 6 2-3 放射性物質沈着の時空間変動 ................................................. 8 引用文献 ....................................................................... 10 3 陸域モデル .................................................................... 11 3-1 概要 ...................................................................... 11 3-2 G-CIEMS モデルの概要 ....................................................... 11 3-3 福島周辺地域におけるシミュレーションの方法 ................................ 12 3-4 結果と考察 ................................................................ 15 3-5 結論 ...................................................................... 20 引用文献 ....................................................................... 20 4 沿岸海域モデル ................................................................ 21 4-1 研究目的 .................................................................. 21 4-2 解析手法 .................................................................. 21 4-3 解析結果 .................................................................. 23 4-4 沿岸海域モデルのまとめ .................................................... 30 引用文献 ....................................................................... 31 1 概要 多媒体環境モデリングの課題は、放射性物質の多媒体モデリングによる環境動態の解明を目標 として実施する。ここでは、大気・海洋のモデルと、多媒体モデルそれぞれの既存の蓄積を結合 し、大気→水・土壌→内湾等の多媒体移行を解明する。これによって、環境中の短期また長期の 放射性物質の動態を明らかにし、今後の長期的推移の予測、除染などの対策効果の予測などに応 用可能とすることを目指して開発を行う。概要を図 1-1 に示す。 図 1-1 多媒体環境モデリング課題の概要 大気モデルの課題では、三次元化学輸送モデル CMAQ を利用して、放射性ヨウ素・セシウムの 大気中の輸送・沈着過程を計算した。定時降下物モニタリングや航空機モニタリングによる沈着 量の実測データを基にシミュレーション結果を検証して、特に CMAQ はセシウムの沈着量分布を 良く再現していることを明らかとした(図 1-2)。 その後、シミュレーション結果を基にエピソード解析を行い、日本の陸上への Cs-137 の沈着は 3 月 15–16 日と 3 月 20–23 日に集中していること、Cs-137 の沈着は殆どが湿性沈着によること、 および計算領域では海上(全計算領域への沈着の 32%)よりも陸上(同 68%)への沈着の方が高かっ たことを明らかとした。詳細は 2-2 に示す。 1 2 40 39 Cs-137 (Bq/m ) 3000K < 1000K - 3000K 600K - 1000K 300K - 600K 100K - 300K 60K - 100K 30K - 60K 10K - 30K 0.5K - 10K 38 37 36 35 138 図 1-2 139 140 141 142 143 航空機モニタリング(左)とシミュレーション(右)で推計された Cs-137 の積算沈 着量 (Bq/m2) 図 1-3 陸域モデルの検討概要 2 陸域モデルの検討概要を図 1-3 に示す。図 1-3 に示すとおり、福島県周辺から関東北部までの 15 水系を計算対象として設定し、この領域においてセシウム 137 を主対象物質として、2～20 年 間の長期動態のシミュレーションを試行した。この結果、図 1-4 に示すような土壌および河川水 中の濃度分布が推定された。 図 1-4 土壌中のセシウム 137 濃度、および河川水中セシウム 137 濃度の推定結果 また、図 1-5 には、土壌中の土地利用区分別のセシウム 137 の存在比とその残留量の経年変化 の推定結果を示す。いずれの推定結果も今後の検証が必要であるが、土壌からの流出過程によっ て経年変化が影響される可能性が示唆される。詳細は 3 に示す。 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% 土地利 面積比 用面積 の比 図 1-5 セシウム量 土壌中 セシウム137 存在比 1.6E+15 1.4E+15 道路 1.2E+15 市街地 1E+15 裸地 8E+14 森林 6E+14 果樹園等 4E+14 畑地 2E+14 水田 0 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 2019 2020 2021 2022 2023 2024 2025 2026 2027 2028 2029 2030 2031 土壌中セシウム137総量（Bq） 100% 経年変化（各年3月31日時点） （左）土地利用別面積比と土壌中セシウム 137 存在比（2011 年 3 月 31 日時点）および その残留量の経年変化（右） 3 沿岸海域モデルの課題では、3 次元流動シミュレーションモデルを用いて放射性物質の海洋拡 散シミュレーションを実施するとともに、海洋の底生生物相による放射性物質の取込み・蓄積過 程で重要になる放射性物質の海洋中における沈降速度・海底堆積速度について基礎的検討を行っ た。放射性物質の沈降速度を変化させた計算を複数実施し、海水の放射性物質濃度の文部科学省 による観測結果との比較により放射性物質の沈降速度の推定を試みたところ、沈降速度は概ね 2 ～5 m day-1 程度と推定されたが、観測値の検出限界やホットスポットの当たり外れ、本モデルの 海流場(とくに黒潮)の再現性などの問題があり、本手法による沈降速度の同定には課題が残され た。その一方で、本モデルによる放射性物質の海底堆積量は文部科学省の観測値を概ね再現した。 詳細は 4 に示す。 図 1-6 海洋シミュレーションで推計された(左) 2011 年 3 月 22 日における表層の流速(ベクト ル、m s-1)と I-131 濃度(段彩、Bq L-1 の常用対数値) および(右) 2011 年 5 月 1 日に おける Cs-137 の海底堆積量 (Bq m-2) 4 2 大気モデル 2-1 シミュレーション手法 今回の大気シミュレーションでは、米国環境保護庁で開発された三次元化学輸送モデル CMAQ (Byun et al. 2006)を利用した。このモデルは、光化学スモッグや酸性沈着などの大気汚染現象の汚 染予測や動態把握を目的としたモデルであり、筆者らが放射性物質を計算するために改変して利 用した(Morino et al. 2011)。今回の大気シミュレーションに利用したシステムの概要を図 2-1 に示 した。このモデルシステムは、気象モデルと化学輸送モデルから成っている。化学輸送モデルで は、放射性物質の放出・風の流れや空気の乱れによる物質輸送(それぞれ移流と拡散と呼ぶ)・物 質の地表面への直接沈着(乾性沈着)・降水による沈着(湿性沈着)・放射性壊変の過程を計算する。 また、化学輸送モデルは、気象モデルで計算された気象場(風系や降水量など)と、(独)日本原子力 研究開発機構(日本原子力研究開発機構, 2011ab)によって推計された放出量データを入力条件と している。放射性物質のガス・粒子比や粒子直径などは、沈着速度を決める重要な要素であるが、 今回の計算では、チェルノブイリ原発事故時に行われたシミュレーションの設定(Sportisse, 2007) や、つくばでの測定結果(大原ら, 2011)を参考に、I-131 はガス・粒子比 8:2、Cs-137 は全て粒子、 粒子直径は 1m と設定した。計算期間は 2011 年 3 月 11 日から 30 日、計算領域は東京電力福島 第一原子力発電所（以後、「福島第一原発」と呼ぶ）を中心とした 711 x 711 km2 の範囲(図 2-1、 水平格子間隔 3 km)とした。文部科学省の定時降下物モニタリング(文部科学省, 2011a)によると、 3 月 31 日以降は全ての地点で I-131, Cs-137 沈着量が 1 kBq m–2 以下と小さく、また今回の計算領 域外の地点では 0.05 kBq m–2 以下と小さいことから、上記の計算期間・領域で、日本の陸地に沈 着した放射性物質の大部分を捉えていると考えられる。 なお、今回の計算結果は、放出量データ、気象場、沈着パラメータなどにおける不確実性が大 きいことに留意されたい。 図 2-1 大気シミュレーションシステムの概略図 5 2-2 実測値によるシミュレーション結果の検証 本節では、定時降下物モニタリング(文部科学省, 2011a)と航空機モニタリング(文部科学省, 2011b)のデータを用いた、シミュレーションモデルの検証結果を示す。 (a) 定時降下物モニタリングデータとの比較 定時降下物モニタリングでは、各都道府県(宮城県を除く)で 3 月 18 日午前 9 時以降、毎日大気 降下物を採取し(採取時間は 24 時間)、I-131, Cs-137 などの沈着量が測定されている。シミュレー ションモデルと実測値との比較結果の一部を図 2-2 に示した。3 月 18 日以前の検証はできないが、 関東地方で 3 月 20 日から 23 日にかけて、I-131 と Cs-137 の降下量が増大している様子をモデル が再現していることが分かる。モデルはほとんどの観測地点で I-131 と Cs-137 の積算沈着量を一 桁の範囲で再現しており、降水量の経時変化も概ね再現していた。また、モデル計算結果より、 主にガス態で存在する I-131 は乾性沈着、粒子態として存在する Cs-137 は湿性沈着によって、主 に地表面に降下していたことが分かる。 (b) 航空機モニタリングデータとの比較 図 2-3 から、福島第一原発の北西方向・福島県中通り・北関東３県・茨城県南部から千葉県北 西部・宮城県南部と北部・埼玉県と東京都の西部など、沈着量の高い地域は実測とモデルで一致 していることが分かる。また、上記の地域を除くと、東北地方や関東地方でのセシウムの沈着は 概ね 10 kBq/m2 以下と低い傾向も実測とモデルで一致している。モデルは、Cs-137 沈着量の高沈 着量地域において、概ね一桁の範囲で積算沈着量を再現していた。なお、航空機モニタリングは、 2011 年 5 月 31 日から 10 月 9 日にかけて実施されており、地表面に沈着した後の動態を考慮して いない大気モデルの推計結果(3 月 30 日時点での積算沈着量)との比較には注意を要する。 6 #3 (Yamagata), I-131 -2 150 100 15 10 #3 (Yamagata), Precipitation Obs Average over a prefecture: Dry dep. Wet dep. Obs Point: Obs Model (wet only) Model (total) Model 3/21 3/26 3/31 #4 (Miyagi), I-131 4 20 2 3/16 3/21 3/26 3/31 3/11 #4 (Miyagi), Cs-137 3/16 3/21 3/26 #4 (Miyagi), Precipitation -2 15 100 10 50 5 0 3/11 -2 3/21 3/26 3/31 #5 (Fukushima), I-131 100 8 6 4 2 3/16 3/21 3/26 3/31 3/11 #5 (Fukushima), Cs-137 3/16 3/21 3/26 #5 (Fukushima), Precipitation 8 600 60 6 400 40 4 200 20 3/16 3/21 3/26 3/31 #6 (Ibaraki), I-131 0 3/11 2 3/16 3/21 3/26 3/31 3/11 #6 (Ibaraki), Cs-137 3/16 3/21 3/26 #6 (Ibaraki), Precipitation -2 15 100 10 50 5 0 3/11 3/16 -1 3/31 20 15 100 10 50 5 0 3/11 3/16 3/21 3/26 3/31 #8 (Gunma), I-131 20 4 2 3/16 3/21 3/26 3/31 3/11 #7 (Tochigi), Cs-137 3/16 3/21 3/26 #7 (Tochigi), Precipitation 6 4 2 3/16 3/21 3/26 3/31 3/11 #8 (Gunma), Cs-137 3/16 3/21 3/26 #8 (Gunma), Precipitation -2 kBq m day 100 10 50 5 0 3/11 -2 3/21 3/26 3/31 #10 (Saitama), I-131 20 15 100 10 50 5 0 3/11 3/21 3/26 3/31 #16 (Niigata), I-131 0 3/11 20 6 4 2 3/16 3/21 3/26 3/31 3/11 #10 (Saitama), Cs-137 3/16 3/21 3/26 #10 (Saitama), Precipitation 6 4 2 3/16 3/21 3/26 3/31 3/11 #16 (Niigata), Cs-137 3/16 3/21 3/26 #16 (Niigata), Precipitation 100 10 50 5 0 3/11 図 2-2 3/16 3/21 3/26 Local time (2011) 3/31 0 3/11 0 3/31 10 8 6 4 -1 15 10 mm h 150 0 3/31 8 -1 200 3/16 8 -1 150 10 mm h kBq m day -1 200 3/16 0 3/11 0 3/31 -1 15 10 mm h 150 0 3/31 8 -1 200 0 3/11 6 -1 150 8 mm h -2 3/26 #7 (Tochigi), I-131 200 kBq m day 3/21 0 3/11 10 -1 150 0 3/31 mm h kBq m day -1 20 -1 80 200 -2 10 800 0 3/11 kBq m day 0 3/31 mm h kBq m day -1 1000 3/16 0 3/11 10 -1 150 0 3/31 mm h kBq m day -1 200 0 3/11 8 6 5 3/16 10 -1 50 0 3/11 #3 (Yamagata), Cs-137 20 Average over a prefecture: Dry dep. Wet dep. Obs Point: Obs Model (wet only) Model (total) mm h kBq m day -1 200 2 3/16 3/21 3/26 Local time (2011) 3/31 3/11 3/16 3/21 3/26 Local time (2011) 0 3/31 各県における I-131(左)と Cs-137(中央)の沈着量、及び降水量(右)の実測値とシミュレ ーション結果 7 2 40 39 Cs-137 (Bq/m ) 3000K < 1000K - 3000K 600K - 1000K 300K - 600K 100K - 300K 60K - 100K 30K - 60K 10K - 30K 0.5K - 10K 38 37 36 35 138 図 2-3 139 140 141 142 143 航空機モニタリング(左)とシミュレーション(右)で推計された Cs-137 の積算沈着量 (Bq/m2) 2-3 放射性物質沈着の時空間変動 図 2-4 (a)と(b)に、モデル計算領域全体での Cs-137 の収支と沈着量の時間変化を示した。この 図から、日本の陸上への Cs-137 の沈着は、3 月 15–16 日と 3 月 20–23 日に集中していること、Cs-137 の沈着は殆どが湿性沈着によること、および計算領域では海上(全計算領域への沈着の 32%)より も陸上(同 68%)への沈着の方が高かったことが分かる。本節では、日本の陸上への Cs-137 沈着メ カニズムに着目して、この 2 期間の特徴を述べる。 (a) 3 月 15 日–16 日 3 月 14 日の夜から 15 日の朝にかけて、福島第一原発 2 号機から放射性物質が大量に大気中に 放出されたと考えられている。この時間帯は、北風が卓越しており、放射性物質は関東地方に流 入した。ただ、この時間帯は関東地方の平野部では降水がなく、Cs-137 の沈着は比較的少なかっ たと考えられる(図 2-5(a))。15 日の午後には、本州南岸の低気圧の通過に伴って、福島第一原発 周辺の風向きが北風から時計回りに変化しており(図 2-4 (c))、夕方には南東風によって福島第一 原発から放出された Cs-137 は北西方向に運ばれていた。この Cs-137 の濃度が高い気塊が、夕方 の福島第一原発北西部・福島県中通りなどでの降水によって効率的に除去されたため、高沈着量 地域(ホットスポット)が形成された(図 2-5 (b))。Cs-137 の沈着のピークは 15 日 19 時前後であり、 福島県東部を対象としたシミュレーション結果(Katata et al. 2011)とも整合的であった。また、午 前中に関東平野に運ばれた放射性物質は、南東風によって北関東の山岳域に運ばれた。関東山岳 域でも夕方から雨が降り始めたため、Cs-137 が湿性沈着して、関東北部・西部などで高沈着量地 8 域が形成された。15 日の深夜から 16 日午前にかけては、福島第一原発を覆う広い範囲で降水が 起こったため、福島県東部と北関東 の広い範囲で Cs-137 が湿性沈着していた(図 2-5 (c))。 (b) 3 月 20 日–23 日 3 月 20 日は、昼頃からの南風によって、福島第一原発から放出された Cs-137 は宮城県から岩 手県南部に輸送された。その後、宮城県や岩手県では夕方頃から降水に覆われたため、宮城県北 部や岩手県南部付近に運ばれた Cs-137 が湿性沈着していた(図 2-5 (d))。20 日深夜以降は、風が南 から北に反転し、21–23 日にかけて Cs-137 は関東地方に流入し続けていたと考えられる。この期 間は関東地方平野部において、まとまった降水があったため、茨城県南部から千葉県北西部など d[Cs-137]/dt (10 14 Bq/hr) を含む広い範囲で、大気中の Cs-137 が湿性沈着していた(図 2-5 (e))。 4 Emission Advection Dry deposition Wet deposition 2 0 -2 -4 Cs-137 deposition (10 12 Bq/hr) 3/13 3/17 3/19 P1 P2 P3 3/21 P4 3/23 3/25 Dry dep (land) Dry dep (ocean) Wet dep (land) Wet dep (ocean) 10 1 0.1 3/13 3/15 3/17 3/19 P1 P2 P3 3/21 P4 3/23 3/25 Obs P5 3/27 Model N 270 W 180 S 90 E N 0 3/13 図 2-4 3/27 P5 100 360 Wind direction 3/15 3/15 3/17 3/19 3/21 Local time (2011) 3/23 3/25 3/27 全計算領域における Cs-137 の収支(a、上)と沈着量(b、中)のシミュレーション結果、及 び福島原発地点における風向のモデル計算値と福島県東部の観測値(c、下)。陸上への Cs-137 沈着が顕著だった期間を P1–P5 と表記(図 2-5 参照) 9 図 2-5 Cs-137 の積算沈着量: (a) Period 1, 2011 年 3 月 15 日 0 時–16 時; (b) Period 2, 3 月 15 日 16–22 時; (c) Period 3, 3 月 15 日 22 時–16 日 15 時; (d) Period 4, 3 月 20 日 0–24 時; (e) Period 5, 3 月 21 日 0 時–23 日 12 時; (f) その他の期間 引用文献 （なお、web は 2014 年 11 月 10 日にチェックした。） 1. Byun D et al. (2006) Appl. Mech. Rev., 59, 51–77. 2. Katata G et al. (2011) J. Environ. Radioactiv., 109, 1-11. 3. Morino Y. et al. (2011) Geoph. Res. Lett., 38, L00G11. 4. Sportisse B (2007) Atmos. Environ., 41, 2683–2698. 5. 大原利眞ら (2011) 保健医療科学, 4, 292–299. 6. (独)日本原子力研究開発機構 (2011a) 福島第１原子力発電所事故に伴う131Iと137Csの大気 放出量に関する試算(Ⅱ), https://www.nsr.go.jp/archive/nsc/anzen/shidai/genan2011/genan063/siryo5.pdf 7. (独)日本原子力研究開発機構 (2011b) 私信文部科学省 (2011a) 定時降下物のモニタリング http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/list/195/list-1.html 8. 文部科学省 (2011b) 文部科学省（米国エネルギー省との共同を含む）による航空機モニタリ ング結果．http://radioactivity.nsr.go.jp/ja/contents/5000/4899/24/1910_111112.pdf 10 3 陸域モデル 3-1 概要 大震災に伴う福島第一原発の事故によって大気と海水中に排出された放射性物質は、2-2 節で 検討されたように大気の流れにより輸送され、湿性・乾性の沈着によって地表に落下したと考え られる。地表面に落下した放射性物質は、土壌や植生に残存し、そこから河川等への流出、底質 等への沈降や分配を経て、下流に向けて流下するプロセスをたどる。このような多媒体間にまた がる放射性物質の環境動態プロセス全体をモデル化することにより、現在から将来にわたる放射 性物質の動態、流出などの予測を可能にすることが出来れば、将来にわたる放射線被曝量の予測 や除染などの対策効果の推定などの有効な手段となると考えられる。 本節では、福島県周辺地域における放射性物質の多媒体動態モデルのうち、特に陸域の動態を 中心とするモデル検討の結果について報告する。具体的には、これまで有機汚染物質を中心に開 発を進めてきた G-CIEMS（Grid-Catchment Integrated Modeling System）多媒体モデル(Suzuki et al. 2004)を基礎として放射性物質の動態に対応させる検討を行った。本検討では、事故直後の一ヶ月 程度までの短期間に放出された放射性物質の大気沈着量を入力とし(Morino et al. 2011)、その後 20 年程度までの長期間の動態、特に土壌、河川、底質、湖沼や海洋への流出などの予測手法を構築 することを目標としている。 検討の最初に G-CIEMS モデルを放射性物質に適用するためのモデル構造の検証を行い、セシ ウムを対象物質としての取り扱い方法について検討した。次いで、大気輸送モデルによって得ら れた沈着量を入力として福島県周辺流域の多媒体動態予測を行った。試行的な予測結果に基づい て結果の予備的な検証を行い、また、モデルに設定するいくつかの動態パラメータについて検討 を行った。 3-2 G-CIEMS モデルの概要 G-CIEMS は、大気、水（河川、湖沼、海域）、土壌（7 土地利用区分）、森林、また各水媒体の 底質中に存在する物質の媒体間および媒体内の移動を記述する多媒体モデルである。本モデルは 本来、有機汚染物質の多媒体動態を扱うことを目標に構築されたため、本検討では、有機物に対 して設計された物性値関係の扱い方をセシウムなど放射性物質（無機元素）の扱いに適用可能と すべく検討を行った。 本モデルの概念は、各媒体内での局所的な平衡分配（例えば土粒子と間隙水、間隙空気、ある いは水中での溶解・粒子吸着態の分配、底質中での粒子と間隙水の分配など）と、大域的な輸送 （例えば土壌粒子の流出、水から底質への沈降、河川流下に伴う輸送など）を結合するものであ る。放射性セシウムの動態(IAEA, 2010)に関して予備的な調査を行い、現モデルの定式化との比 較検証を行った結果、分配と輸送を記述する基本的な定式化の構造はセシウムなど無機元素の扱 いにおいても基本的には同等に適用可能と考えられた。このため、本検討においては、まず現モ デル構造に対して、放射性セシウム動態を記述するよう物性パラメータの設定を変更することで 対応し、ここに CMAQ シミュレーションより得られた大気沈着量を入力することにより、推定を 行うこととした。 G-CIEMS モデルの基本構造を図 3-1 に示す。 11 Basins LAND AIR RIVER River A 1 Air (upper) 2 av. 5.7km River SOIL Wet/dry deposition Diffusion Litter fall Forest canopy Runoff seg . 3 C 4 seg . D 5 6 Air (L2) E1 Air (L1) Advection Emission sub-segments E0 Segment network Soil (Other 6 cat.) E2 Air (L0) Soil (Forest) Soil: 7 Categories Coast MULTIMEDIA Air compartment as Grid Direct runoff from Coastal catchment SEA Input to sea Sea (0) river river Coastal Segment i Sea (1) Advection Sea (2) river Sea (3) Coastal Segment j Water compartment as River Soil compartment as Basin 図 3-1 3-3 Sediment G-CIEMS モデルの基本構造 福島周辺地域におけるシミュレーションの方法 （１）計算対象地域と核種 計算対象地域は福島県の太平洋沿岸、阿武隈川流域と関東北部、利根川水系までを含めた 15 水系とした。G-CIEMS モデルは河川については、河川の流域を単位として計算領域を設定する。 計算対象地域を図 3-2 に示す。対象地域内には 3,532 個の小流域（一つの面積がおよそ 10km2）が 含まれる。Cs の化学形態は考慮せず、土壌層厚は 1 cm、土壌中の固相・水相の存在比を全土壌 平均で 1.2 x 10-3 L/kg3)と設定した。このほかの入力データは過去のモデル計算に用いてきたもの と同様である。河川流量は平水流量とし、計算期間は 2011 年 3 月より 20 年間として計算を実施 した。 また、計算対象としては、セシウム 137 をまず対象とした。セシウム 137 は半減期が長く、長 期間残留する可能性があることから、本検討における長期の放射性物質の動態の検討においては 明らかに重要と考えられることからまず本核種を対象とした。 計算対象とした流域は、図 3-2 に示すとおり、阿武隈川水系、久慈川水系、那珂川水系、利根 川水系、荒川水系などを含む。福島県南部の沿岸には上記のような大きな水系は なく、夏井川水系、鮫川水系ほか多数のやや小規模な水系が含まれ、これらと上記の合計で 15 水系となる領域を計算対象水系として設定した。 なお、流域データの構造から、データ上同一水系として処理される小さな水系がいくつか含ま れる。図 3-2 の通り、これらの小さな水系がいくつか飛び地のように存在する。本検討では、こ れら飛び地となる水系についても形式的には計算を行うこととなるが、実質的には図 3-2 に示す 相互に連続した水系に関して考察を行った。 12 図 3-2 計算対象とした 15 水系 （２）大気沈着量の計算結果とのリンク G-CIEMS モデル自身によって大気輸送と沈着の計算を行うことは可能ではあるが、本検討の対 象となる事故の直後は短期間の放出と大気輸送が問題となるため、時間単位での短期の排出と大 気輸送を正確に再現することが必要である。G-CIEMS モデルではこのような時間単位の大気動態 の再現性は十分に検討されていないため、本検討では大気の輸送モデルを用いたより正確な大気 輸送の推定によって得られた大気沈着量を入力として放射性物質の地上蓄積以降の計算を行った。 具体的には、共著者の検討結果 2) より沈着量を設定し、これを計算対象とする流域へ入力して推 定に利用した。計算全体のスキームを図 3-3 に示す。 なお、共著者の検討はセシウム 137 について実施されているので、本検討でもこの核種を主対 象とした。ただし、実際の環境中ではセシウム 134 も重要であると考えられることから、並行し て検討を進めているが、現時点ではまだ予備検討の段階である。 13 図 3-3 本検討での大気モデル－G-CIEMS 計算のスキーム （３）分配・流出パラメータの感度解析 計算において用いた動態パラメータはいずれも確定的な値とは考えられず、すべて今後検証を 進める必要がある値である。本検討では、まず各パラメータの推定結果に対する影響の強さを推 定するため、土壌吸着性が強いとされるセシウムの特性から、まず分配・流出のパラメータの影 響が強いであろうと予想し、この 2 つのパラメータの値を意図的に操作することにより推定結果 の変化を考察する感度解析を行った。検討に供したパラメータの一覧、および計算ケースの一覧 を表 3-1 に示す。 計算では、土壌への吸着性を高・低の双方に振った場合、土壌流出を全体あるいは森林、都市 域など個別土地利用区分ごとに大きな値と想定した場合、およびそれらの組み合わせとなるケー スについて計算を行った。 14 表 3-1 感度解析に供したパラメータと変動幅、計算ケースの一覧 ケース名 3-4 土壌への吸着 性(L/kg) 土壌流出係数 (m3/m2/s) 水田 ：1.6×10‐14 畑地・果樹園 ：3.2×10‐14 森林 ：3.2×10‐15 裸地・市街地・道路 ：6.3×10‐14 基準Case 1,200 高吸着Case 6,000 基準Caseと同じ 低吸着Case 240 基準Caseと同じ 高吸着中流出Case 6,000 全土地利用で100倍 低吸着中流出Case 240 全土地利用で100倍 全域高流出Case 1,200 全土地利用で1,000倍 森林高流出Case 1,200 森林のみで1,000倍 都市高流出Case 1,200 市街地・道路で1,000倍 結果と考察 （１）セシウム 137 濃度と存在量の推定結果 図 3-4 に土壌と河川水中のセシウム 137 濃度分布の推定結果を示す。また図 3-5、3-6 に計算対 象地域の事故直後の 3 月末および 2 年後の媒体間の存在比の推定結果を示した。 直後の 3 月末、2 年後いずれにおいても、大域的には土壌中の存在が大部分を占め、他の媒体 中の存在量はわずかである。土壌以外の媒体のうちでは、直後の月末では、大気、河川水など移 動性の媒体にも一定の量が存在したと推定されるが、2 年後には、河川底質（湖沼底質を含む） 中に多くの量が存在すると推定された。分配の数値の正しさは現時点で検証されていないが、セ シウム 137 に土壌吸着性が強いと指摘されることを踏まえれば極端に非常識な結果ではないよう に思われる。今後の検証を継続して検討する。 図 3-4 土壌中のセシウム 137 濃度、および河川水中セシウム 137 濃度の推定結果 15 0.007% 土壌 表流水底質 0.003% 表流水（溶存＋懸濁） 大気 0.024% 99.967% 図 3-5 2011 年 3 月 31 日現在においての各媒体中セシウム 137 の存在比 土壌 0.030% 0.003% 0.837% 表流水底質 表流水（溶存＋懸濁） 大気 99.130% 図 3-6 2013 年 3 月 31 日現在においての各媒体中セシウム 137 の存在比 （２）土壌における土地利用区分ごとの存在量とその経年変化の予測 土地利用区分ごとのセシウム 137 の存在量、およびその経年変化の予測結果を図 3-7 に示す。 事故直後の月末時点において、土壌中のセシウム 137 の大部分は森林土地利用に存在したと推 定された。対象地域の多くは森林が占めているため、セシウム 137 の多くが森林区分に存在する ことはある程度当然であるが、高濃度の気塊が通過した地域により森林が多かったために、土地 利用面積比以上に森林中のセシウム 137 存在量が多く推定されたと考えられる。 土壌の各土地利用区分に存在するセシウム 137 の今後の減少傾向については、土壌からの流出 諸過程の存在を反映して、今後長期の減少傾向は自然崩壊による減少（半減期 30 年）よりやや早 くなる可能性があるように推定された。ただし、これらの推定結果についてはまだ詳細な検証と 改良が必要であり、得られた結果は正確でない可能性がある。流出諸過程は次の感度解析で示す とおり非常に不確実であり、今後実態を正確に反映するモデルとパラメータの検討を進める必要 がある。 16 土壌中セシウム137総量（Bq） 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 図 3-7 道路 市街地 1.5E+15 裸地 森林 1E+15 果樹園等 5E+14 畑地 水田 2019 2018 2017 2016 2015 2014 土壌中 セシウム量 セシウム137 存在比 2013 土地利 面積比 用面積 の比 2012 0 2011 0% 2E+15 年（各年3月31日時点） （左）土地利用別面積比と土壌中セシウム 137 存在比（2011 年 3 月 31 日時点）および その残留量の経年変化（右） （３）土壌中の存在量の経年変化に関する分配・流出パラメータの感度解析 図 3-8 に、セシウム 137 の土壌中存在量の経年変化に対する、土壌の分配パラメータの感度解 析の結果を示す。図 3-8 は、表 3-1 に示した基準・高吸着・低吸着のケースにおいて、基準ケー スに対して、より大きな（高吸着）また小さな（低吸着）分配定数を与えた場合に、土壌中のセ シウム 137 の総残留量がどのように変化するかを示している。 低吸着のケース（小さな分配定数を与えた場合）には、基準ケースに対してより大きな経年変 化が観察され、土壌中のセシウム残留量の経年変化を推定する上で分配定数の正確な把握が重要 である可能性を示唆している。 図 3-9 には、セシウム 137 の土壌中存在量の経年変化予測に対する、土壌流出率の感度解析の 結果を示した。セシウム 137 の土壌吸着性が強いとすれば、このパラメータの感度は大きいと予 想されるが、今回の試行的解析の範囲では分配定数とせいぜい同程度か、より小さい程度の感度 であるように観察された。この点も今後の検討が必要であることは明らかであるが、考察として、 本検討で用いた基準ケースの流出係数の設定も含めて再考する必要があることを示唆している可 能性がある。 図 3-8、3-9 の考察もまた予備的な段階であり、今後の検証が必要であるが、土壌への分配定数 および流出係数の設定が、今後のセシウム 137 の土壌中存在量の経年変化に対して影響する可能 性のあることは示唆されたものと考えられる。今後、より正確な経年変化の予測を可能とするよ う、モデル自体の構造とパラメータの検討や詳細化を進める必要がある。 17 土壌中セシウム137残留率 （2011/3/31時点を1とする） 市街地等 森林 農地 1 1 1 0.8 0.8 0.8 0.6 0.6 0.6 0.4 0.4 0.4 0.2 0.2 高吸着Case 0 2011 2012 2013 0.2 基準Case 0 2011 2012 2013 低吸着Case 0 2011 2012 2013 年（各年3月31日時点） 図 3-8 セシウム 137 の土壌中存在量の経年変化予測に対する、土壌中の分配パラメータの感度 土壌中セシウム137残留率 （2011/3/31時点を1とする） 解析 1 1 0.8 0.8 0.6 0.6 0.4 0.4 0.2 0.2 基準Case 0 2011 1 2012 2013 0.8 0.8 0.6 0.6 0.4 0.4 0.2 0.2 森林高流出Case 0 2011 2012 全域高流出Case 0 2011 1 2013 2012 市街地等 2013 森林 農地 都市高流出Case 0 2011 2012 2013 年（各年3月31日時点） 図 3-9 セシウム 137 の土壌中存在量の経年変化予測に対する、流出パラメータの土壌中存在量 の感度解析 （４）河川湖沼中のセシウム 137 存在量の経年変化の予測結果 図 3-10 に、河川湖沼中のセシウム 137 存在量の 2 年間の経年変化の予測結果を示す。 河川湖沼中の存在量の予測には、土壌中の存在量の経年変化の予測に関わるほぼすべての不確 実性に加えて、河川流に関わる水文学的あるいは水理学的な不確実性が付与されることとなり、 18 より難しい予測となる。そのため、図 3-10 に示した予測結果はあくまで試行的なものである。 その上で予測結果について考察すると、河川水中の経年変化は 2 年間では減少傾向とはならず、 いったん増加したまま直ちには低下しない状態であることが推定されている。上述のように河川 水中の存在量予測には大きな不確実性は伴うものの、おそらくは、流出および河川中の動態の双 方の物質収支の結果、このような濃度が低下しない状況が予測されているものと思われる。今後 更に検討を進める必要がある。 セシウム137の存在量（Bq） 1.E+13 河川水 1.E+12 河川底質 湖沼水 1.E+11 湖沼底質 1.E+10 1.E+09 2011 2012 2013 年（各年3月31日時点） 図 3-10 河川湖沼中のセシウム 137 の存在量と経年変化の予測結果 （５）河川水中のセシウム 137 存在量の経年変化に対する感度解析 図 3-11 に、河川水中のセシウム 137 存在量の経年変化に対する、分配定数の感度解析の結果を 示す。 1.4E+13 河川底質中 セシウム137存在量(Bq) 河川中 セシウム137存在量(Bq) 1E+12 8E+11 6E+11 4E+11 2E+11 0 2011 2012 1.2E+13 基準 Case 8E+12 6E+12 低吸着 Case 4E+12 2E+12 0 2011 2013 年（各年3月31日時点） 2012 2013 年（各年3月31日時点） 河川水中セシウム （溶存態＋懸濁態） 図 3-11 高吸着 Case 1E+13 河川底質中セシウム 河川水中セシウム 137 の経年変化予測に対する、分配定数の感度解析 19 河川水中、および河川底質中のセシウム 137 存在量は、分配定数の大きさによって影響を受け ることが推測されている。図 3-11 に示されるように、低吸着ケースで河川底質中の存在量が増加 することは、分配定数の大きさによって影響を受ける土壌からの流出量と、おそらく逆方向の影 響を受ける底質と水の間の物質収支の複雑な組み合わせによって、この河川と河川底質中のセシ ウム存在量が支配されていることを示唆していると考えられる。 不確実性の大きい推定であるため今後の検討が必要なことが当然であるが、河川水中のセシウ ム 137 の動態の複雑さの一端を示すことは出来たと考えられる。 （６）セシウム 137 の河川から海洋への流出傾向の予測 図 3-12 にセシウム 137 の河川から海洋への流出傾向の予測結果を示す。海洋への流出傾向は、 これまでの土壌からの流出、河川中動態のすべての不確実性が更に加算されてくる結果であるた め、推定された傾向の不確実性はいっそう大きいものと考えられる。 その上で図 3-12 を見ると、パラメータを基準ケースとした場合、高または低流出とした場合に 流出量の実質的な変動があると予測されること、および、いずれの場合でも、流出傾向の変化は 比較的緩やかな時間変動となる傾向が予測されている。これらの結果は、モデルの不完全性ある いは不確実性、パラメータの不備や不確実性に起因している可能性が高く考察の基礎とするには 3% 高吸着 Case 2% 基準 Case 1% 0% 2011 低吸着 Case 2012 2013 海洋への年間流出率 (%/年) 海洋への年間流出率 (%/年) まだ不十分であるため、一連のモデル、パラメータ、推定方法の検討を更に進める必要がある。 3% 基準Case 2% 全域高流出 Case 森林高流出 Case 1% 都市高流出 Case 0% 2011 年（各年3月31日時点） 2012 2013 年（各年3月31日時点） セシウム137の河川から海洋への年間排出率（予測計算時点の排出速度を年 間量に換算し、2011/3/31時点の土壌中セシウム総量に対する比として算出） 図 3-12 3-5 セシウム 137 の河川から海洋への流出傾向の予測結果 結論 福島県周辺流域における放射性セシウムの多媒体動態を G-CIEMS モデルを応用して予測し、 多媒体濃度分布や経年変化などの予測の可能性を示した。 引用文献 1. IAEA (2010) Technical Reports Series no. 472. 2. Morino Y et al. (2011) Geophys. Res. Let., 38, L00G11. 3. Suzuki N et al. (2004) Environ. Sci. Technol. 38, 5682-5693 20 4 沿岸海域モデル 4-1 研究目的 福島第一原発事故による放射性物質の海洋汚染は海洋生物群集に広がり、4 月初旬には福島 県・茨城県沖のコオナゴ(イカナゴ)に基準値を上回る高濃度の放射性物質が検出された。その後、 規制値を超える放射性物質は浮魚・稚魚からは秋以降概ね検出されなくなったが、代わって底魚 および貝・甲殻類など底生生物から検出され、現在も規制値を超える水産生物種が存在する。こ のことは放射性物質が次第に表層から底層に推移(沈降・堆積)していることを示唆するものと考 えられる。本研究では、海洋の底生生物相による放射性物質の取込み・蓄積過程を定量的に明ら かにするための基礎研究として、数値シミュレーションに基づいた放射性物質の海洋中の沈降速 度について検討する。 4-2 解析手法 （１）シミュレーションモデルの概要 本研究の流動シミュレーションでは、これまで東京湾(国立環境研究, 2010)・伊勢湾(東ら, 2011)・東シナ海(環境省, 2012)の研究において赤潮・貧酸素水塊の発生や二枚貝のバイオマスを予 測・評価する際に用いられた流動モデルを適用した。本流動モデルは、一般によく用いられてい る連続式、静水圧・ブシネスク近似の運動方程式、及び塩分・熱輸送方程式で構成された 3 次元 モデルである。数値解法にはレベル座標(デカルト座標)系の有限差分法を用い、移流スキームに は保存保証型のセミラグランジュ解法である RCIP-CSL2 (Nakamura et al. 2001)、鉛直混合スキー ムには Mellor (2001)のレベル 2.5 クロージャーモデル、海面フラックスの算定には Kondo(1975) の手法、自由水面の追跡には VOF 法(Hirt et al. 1981)を採用している。 上記の既往研究では、流動モデルで算定された流速に基づいて陸域から流入した汚濁負荷物質 の移流拡散および生態系を介した C-N-P-O 循環を解析している。今後の研究の方向性として海洋 生態系、とくに底生生物の放射性物質の取込・蓄積を定量的に評価・将来予測するシミュレーシ ョンモデルの構築を見据え、本研究では物質輸送スキームを改変して大気から沈着および福島第 一原発から直接漏出した放射性物質の海洋中における移流拡散を解析する。放射性物質の海洋中 における輸送過程は、自由水面における連続式を考慮すると、式 4-1 で表わされる。 M u M v M w wM M 0.693 FM M SM t x y z Thalf (4-1) ここに、M: 放射性物質の濃度(Bq L-1)、t: 時間(s)、x、y、z: 直交座標系における位置座標(m)、 : VOF 法で用いる計算格子における海水が占める体積の割合、u、v、w: それぞれ x、y、z 方向の 流速(m s-1)、wM: 放射性物質の沈降速度(m s-1)、FM: 水平・鉛直渦拡散項(Bq L-1 s-1)、Thalf: 放射性 物質の半減期(s)、SM: 大気沈着および直接漏出による放射性物質 M の濃度増加量(Bq L-1 s-1)であ る。 （２）シミュレーション条件 a)解析対象領域・期間 図 4-1 に示してあるように、解析対象領域は東日本の太平洋沿岸部とし、水平方向については 21 1/20°(南北方向 5.5 km、東西方向 4.4 km)の矩形格子、鉛直方向については海面から深さ 3000m ま でを 36 層の可変格子(層厚 4～250 m)を用いて格子分割を行った。海底地形データには MIRC の JTOPO30 を用いた。解析期間については、2011 年 3 月 1 日～11 日をモデルのスピンアップ期間 として、福島第一原発事故が発生した 3 月 12 日以降を対象にした。 図 4-1 解析対象領域と初期(2011 年 3 月 1 図 4-2 日)条件に用いた FRA-JCOPE2 の 解析に用いた福島第一原発から直接 海洋に漏出した放射性物質量 表層流速・水温 b) 流動場の初期・境界条件および気象条件 流動場(水位・流速・塩分・水温)の初期条件および解析対象期間中の境界条件には、JAMSTEC による FRA-JCOPE2(Miyazawa et al., 2009)の再解析シミュレーション結果を補間して与えた。初 期条件として与えた 3 月 1 日における表層の流速と水温を図 4-1 に併示する。なお、図 4-1 に示 してある流速ベクトルは、FRA-JCOPE2 の再解析結果の水平解像度を 2 倍粗くして描画したもの である(以降の本シミュレーションおよび FRA-JCOPE2 の流速ベクトル図も同様)。 海面における熱・運動量フラックスを算定するために用いる気象条件には、気象庁の JCDAS による再解析シミュレーション結果を補間して与えた。なお、本シミュレーションでは流動場の 同化は行っていない。 c) 放射性物質の大気沈着量・直接漏出量 大気からの放射性物質沈着量については、2.2 節にて詳述されている WRF/CMAQ による大気シ ミュレーションの出力値を与えた。大気からの沈着は、福島第一原発より放射性物質が放出され た 3 月 12 日以降から始まっており、後述する海洋への直接漏出が始まったと推定されている 3 月 26 日(東京電力発表では 4 月 2 日)までは海洋拡散の支配的要因になっていると考えられる。 22 福島第一原発より直接海洋に漏出した放射性物質量は、これまでに多くの研究者がその推定を 試みている(宮澤, 2012；津旨ら, 2012；小林ら, 2012)。本研究では、Cs-137 については津旨ら(2012) が海洋輸送拡散シミュレーションに基づいて導出した直接漏出量の推定式(4-2)を用いた。 S 'Cs137 2.2 1014 (2011/3/26～4/6) 2.2 1014 exp 0.236 t t1 / 86400 2.2 1012 exp 0.026 t t2 / 86400 (2011/4/7～4/26) (2011/4/27～5/31) (4-2) ここに、S’Cs137: Cs-137 海洋漏出量(Bq day-1)、t1、 t2: それぞれ計算開始から 2011 年 4 月 7 日 0 時 および 4 月 27 日 0 時までの経過時間(s)である。I-131 については、小林ら(2012)が推定した直接 漏出量を参考にして、式(4-2)と同様の指数関数型の式(4-3)を導出・適用した。 S ' I 131 5.6 1014 (2011/3/26～4/6) 5.6 1014 exp 0.236 t t1 / 86400 (2011/4/7～5/31) (4-3) ここに、S’I131: I-131 海洋漏出量(Bq day-1)である。 d) 放射性物質の沈降速度 海洋中における放射性物質は主として溶存態と粒子態に大別される。粒子態の放射性物質は土 粒子や SS およびプランクトンなどの懸濁物表面に吸着・凝集したものや放射性物質を取込んだ 動植物プランクトンのデトリタスなどで構成されており、海水中にて沈降し、海底に堆積する。 また、放射性物質の下層への移行は、海洋生態系の食物連鎖によっても見かけ上は発生する。 海水中における放射性物質の沈降速度については、過去の研究で詳細に検討された事例が少な く、定量的知見が乏しい。そこで本研究では、放射性物質の沈降速度を 0.0(沈降なし)、1.0、2.0、 5.0、10.0 m day-1 に設定したシミュレーションをそれぞれ実施し、この 5 種類の海水および海底の 放射性物質濃度の計算値と観測値の比較を通じて放射性物質の沈降速度を検討した。なお、本シ ミュレーションでは、まずは基礎的検討を行うために放射性物質の溶存態と粒子態の分画は行わ ず、放射性物質はすべて沈降・堆積するものとして単純化した。 4-3 解析結果 （１）流動場の再現性 放射性物質の海洋拡散シミュレーション結果について検討するに先立って、本シミュレーショ ンモデルの流動場の再現性について考察する。図 4-3 に本シミュレーションと FRA-JCOPE2 にお ける表層水温と流速の比較を示す。水温が比較的高い領域(暖色)は黒潮、低い領域は親潮を示し ているが、同化をしていない本シミュレーションの結果と FRA-JCOPE2 の再解析結果を比較する と、初期条件を与えた 2011 年 3 月 1 日から 2 週間後の 3 月 15 日、および 1 ヶ月後の 4 月 1 日に ついては表層水温の分布および黒潮・親潮の位置は概ね一致している。しかし、4 月 15 日および 5 月 1 日では、本シミュレーションにおける黒潮の北上流が過大評価され、本シミュレーション 23 と FRA-JCOPE2 の表層水温の分布に顕著な差が見られる。黒潮の流路変動の予測は 50～80 日が 限界であると報告されている(Miyazawa et al. 2005)が、本シミュレーションモデルにおいては 1 ヶ 月程度が限界であると考えられる。以降の放射性物質の海洋拡散のシミュレーション結果では、 比較的流動場の再現に信頼がおける 4 月上旬までの結果について重点的に考察を行う。 2011 年 3 月 15 日 図 4-3 2011 年 4 月 1 日 2011 年 4 月 15 日 2011 年 5 月 1 日 本シミュレーション(上段)と FRA-JCOPE2(下段)における表層水温(段彩、℃)と流速 (ベクトル、m s-1)の比較 （２）放射性物質の海洋拡散 図 4-4 および図 4-5 にそれぞれ表層における I-131 と Cs-137 の濃度の経時変化を示す。なお、 両図は沈降速度 0.0 m day-1 のシミュレーション結果である。 前述のとおり、福島第一原発から海洋への放射性物質の直接漏出は 2011 年 3 月 26 日以降に設 定しているため、それ以前の放射性物質の海洋拡散は大気からの沈着によるものである。3 月 12 日には福島第一原発より南東方向に放射性物質が拡散しているが、その後は南風によって北方に 輸送されている。3 月 14～15 日にかけて北風が卓越し、15 日夕方から 16 日朝にかけて降水が生 じたため、3 月 16 日の結果において茨城県沿岸部に放射性物質の高濃度汚染域が形成されている。 その後は南風に戻り、黒潮の浸入による希釈のため茨城県沿岸部の放射性物質濃度は少しずつ低 下する一方で、福島第一原発より北方に位置する仙台湾沿岸部に高濃度汚染域が徐々に拡がって いる。3 月 20～23 日にかけて北風の卓越・降水の発生があり、再び茨城県沿岸部において高濃度 汚染が発生している。3 月 14～15 日および 3 月 20～23 日は、2.2 節で詳述されているとおり、関 東地方に放射性物質が湿性沈着してホットスポットを形成したときであり、茨城県沿岸部の汚染 はそれと同時期に生じたと考えられる。 24 2011 年 3 月 12 日 2011 年 3 月 14 日 2011 年 3 月 16 日 2011 年 3 月 18 日 2011 年 3 月 20 日 2011 年 3 月 22 日 2011 年 3 月 24 日 2011 年 3 月 26 日 2011 年 3 月 28 日 2011 年 3 月 30 日 2011 年 4 月 1 日 2011 年 4 月 3 日 2011 年 4 月 5 日 2011 年 4 月 7 日 2011 年 4 月 9 日 2011 年 4 月 11 日 図 4-4 表層の流速(ベクトル m s-1)と I-131 濃度(段彩、Bq L-1 の常用対数値)の経時変化 25 2011 年 3 月 12 日 2011 年 3 月 14 日 2011 年 3 月 16 日 2011 年 3 月 18 日 2011 年 3 月 20 日 2011 年 3 月 22 日 2011 年 3 月 24 日 2011 年 3 月 26 日 2011 年 3 月 28 日 2011 年 3 月 30 日 2011 年 4 月 1 日 2011 年 4 月 3 日 2011 年 4 月 5 日 2011 年 4 月 7 日 2011 年 4 月 9 日 2011 年 4 月 11 日 図 4-5 表層の流速(ベクトル、ms-1)と Cs-137 濃度(段彩、BqL-1 の常用対数値)の経時変化 26 3 月下旬になると福島第一原発からの直接漏出が始まるが、大気沈着は概ね終息する。そのた め、4 月 1 日以降の表層における放射性物質の濃度分布の経時変化はそれ以前に比べて小さく、4 月 1 日以降の結果にはいずれも直接漏出がある福島第一原発付近で放射性物質が高濃度となり、 そこから黒潮に伴って東進する傾向が見られる。前述のとおり本シミュレーションでは黒潮の再 現性に課題を残しているが、大気沈着が終息して直接漏出が始まった後は福島沖から黒潮の北側 に沿ってホットスポットが形成されることが分かる。 （３）放射性物質の沈降速度 図 4-6 に文部科学省が実施した「福島第一原子力発電所周辺の海域モニタリング」の観測点の 位置を、図 4-7 および図 4-8 に Stn 3・4・7・10 の表層・底層における I-131 および Cs-137 濃度の 観測値と 5 種類の沈降速度 wM による計算値の比較を示す。なお、図 4-7 および図 4-8 では観測値 が不検出の場合には 0 Bq L-1 にプロットしてある。上記のモニタリングでは、3 月から 4 月上旬 においては比較的低濃度の観測値でも公表されているが、それ以降は検出限界が I-131、Cs-137 ともに約 10 Bq L-1 と高くなっていることに注意が必要である。 図 4-7 および図 4-8 の表層の結果を見ると、I-131・Cs-137 ともに 4 月上旬までは沈降速度を 0 ～2 m day-1 に設定した計算値が観測値を良好に再現していることが分かる。4 月 10 日頃以降につ いては観測値と計算値の差が大きくなり、とくに南側測点 Stn 7・10 の Cs-137 ではいずれの沈降 速度においても表層の濃度ピークを再現できていない。この原因は上述したようにホットスポッ トを形成する要因の黒潮をうまく再現できていないためと考えられる。 図 4-6 2011 年 4 月の文部科学省「福島第一原子力発電所周辺の海域モニタリング」の観測点 27 図 4-7 Stn 3 表層 Stn 3 底層 Stn 4 表層 Stn 4 底層 Stn 7 表層 Stn 7 底層 Stn 10 表層 Stn 10 底層 表層・底層における I-131 濃度の観測値と 5 種類の沈降速度による計算値の比較 (観測値は文部科学省「福島第一原子力発電所周辺の海域モニタリング」、測点の 位置は図 4-6 参照) 28 図 4-8 Stn 3 表層 Stn 3 底層 Stn 4 表層 Stn 4 底層 Stn 7 表層 Stn 7 底層 Stn 10 表層 Stn 10 底層 表層・底層における Cs-137 濃度の観測値と 5 種類の沈降速度による計算値の比較 (観測値は文部科学省「福島第一原子力発電所周辺の海域モニタリング」、測点の 位置は図 4-6 参照) 29 一方、図 4-7 および図 4-8 の底層の結果を見ると、I-131 については沈降速度 2～5 m day-1 の結 果が比較的観測値に近い変動を示しているが、Cs-137 ではいずれの沈降速度の結果を見ても観測 値と大きな差がある。この理由については現在のところ断定はできないが、I-131 と Cs-137 の 3 月下旬における表層の結果の比較より、Cs-137 の大気沈着量が過小評価に評価されたことが主な 要因ではないかと推察している。 （４）放射性物質の海底堆積量 図 4-9 に沈降速度の違いによる 2011 年 5 月 1 日における I-131(上段)と Cs-137(下段)の海底堆積 量の解析結果の変化を示す。いずれの沈降速度においても放射性物質の堆積量は仙台湾南部～福 島県沿岸～茨城県北部沿岸で多い傾向にあることは変わらないが、沈降速度が大きくなるほど堆 積量は増加し、海底汚染の範囲も広くなることが分かる。 沈降速度 2.0 m day-1 における Cs-137 の海底堆積量の図には 5 月 9 日に文部科学省により実施さ れた「宮城県・福島県・茨城県沖における海域モニタリング（海底土）」の観測結果を併示してあ る。なお、海底堆積量の単位について、計算値は Bq m-2 であるのに対し、観測値は Bq kg-1 乾土 という違いがあり、観測で採取された海底土の物理特性(間隙率や土粒子比重など)は現時点では 公表されていないため、計算値と観測値の単純な比較はできない。仮に海底土の間隙率を 0.6、 土粒子比重を 2.7、堆積層厚を 10 cm とした場合、観測値の 1 Bq kg-1 乾土は約 100 Bq m-2 に相当 する。それを踏まえて、沈降速度 2.0 m day-1 における Cs-137 の海底堆積量の計算値と観測値を比 較すると、福島県北部の沿岸域の測点で両者に大きな差がある点があるものの、全体的には計算 値は観測値の堆積量およびその分布傾向をよく再現していると考えられる。しかし、同様のこと は沈降速度が異なる計算結果についても言え、図 4-9 の結果のみでは最適な沈降速度の決定は困 難である。また、本モデルでは堆積した放射性物質の巻き上がりや生態系への取込、底質中での 沈降・拡散を考慮しておらず、今後の課題といえる。 4-4 沿岸海域モデルのまとめ 本研究では、福島第一原発事故によって大気・海洋に放出された放射性物質の海洋拡散シミュ レーションを行った。放射性物質の沈降速度を変化させた計算を実施し、海水の放射性物質濃度 の観測値との比較により、放射性物質の沈降速度の推定を試みた。放射性物質の沈降速度は概ね 2～5 m day-1 程度と推定されたが、観測値の検出限界、ホットスポットの当たり外れ、本モデルの 海流場(とくに黒潮)の再現性などの問題があり、本手法による沈降速度の同定には課題が残され た。その一方で、本モデルによる放射性物質の海底堆積量は観測値の傾向を概ね再現した。時空 間変動が大きい海水濃度よりも比較的観測値が安定している底質濃度の方が沈降速度の同定・検 証に有効である可能性が示唆された。今後、上記の本モデルに残された課題を解決するとともに、 海洋生態系による放射性物質の取込・蓄積を再現・将来予測する生態系モデルの開発に取り組む 予定である。 30 沈降速度 1.0 m day-1 図 4-9 沈降速度 2.0 m day-1 沈降速度 5.0 m day-1 沈降速度 10.0 m day-1 2011 年 5 月 1 日における I-131(上段)と Cs-137(下段)の海底堆積量(Bq m-2)の解析 結果(沈降速度 2.0 m day-1 の Cs-137 に併記されている値は文部科学省の「宮城 県・福島県・茨城県沖における海域モニタリング（海底土）」の観測値) 引用文献 （なお、web は 2014 年 11 月 10 日にチェックした。） 1. Kondo J (1975) Bound.-Layer Meteor. 9, 91-112. 2. Hirt CW et al. (1981) J. Comput. Phys. 39, 201-225. 3. Mellor GL (2001) J. Phys. Oceanogr. 31(3), 790-809. 4. Miyazawa Y et al. (2005) J. Geophys. Res., 110, C10026. 5. Miyazawa Y et al. (2009) J. Oceanogr. 65, 737-756. 6. Nakamura T et al. (2001) J. Comput. Phys. 174, 171-207. 7. 環境省 (2012) 環境研究総合推進費終了研究等成果報告書、B-0906. 8. 国立環境研究所 (2010)国立環境研究所特別研究報告 SR-93-2010, 35p. 9. 小林卓也ほか(2012) 公開ワークショップ「福島第一原子力発電所事故による環境放出と拡散 プロセスの再構築」発表資料, 2012 年 3 月 30 日参照, http://nsed.jaea.go.jp/ers/environment/envs/FukushimaWS/jaea3.pdf 10. 津旨大輔ほか (2012) 公開ワークショップ「福島第一原子力発電所事故による環境放出と拡 散プロセスの再構築」発表資料, 2012 年 3 月 30 日参照, http://nsed.jaea.go.jp/ers/environment/envs/FukushimaWS/kaiyou2.pdf 11. 東博紀ほか(2011) 土木学会論文集 B2(海岸工学), 67(2), I_1046-I_1050. 31 12. 宮澤泰正 (2012) 公開ワークショップ「福島第一原子力発電所事故による環境放出と拡散プ ロセスの再構築」発表資料, 2012 年 3 月 30 日参照, http://nsed.jaea.go.jp/ers/environment/envs/FukushimaWS/kaiyou1.pdf 32