放射性セシウムのラジオエコロジー - J-Stage

(1)

【解説】

日本の生態系には，1950〜1970年代の大気圏内核実験，1986 年4〜5月のチェルノブイリ原発事故，そして2011年3月の福島原発事故による放射性物質が降下し広域の複雑な汚染が生じた．降下核種のうち長寿命の放射性セシウム（*Cs）は森林，農耕地，河川や湖沼，海の植物，動物，土，水に不均一に拡散している．この生態系での放射性セシウムの動態の理解は，ヒトの生命と，安全や安心できる食生活と活動のための環境の復興に大切である．

はじめに：3つの放射性物質の降下

今，日本は三度目の放射性物質の降下（フォールアウト）に伴う広域汚染被害への対応と復興対策に直面している．2011年3月11日の東日本大地震による津波被害で運転を停止したあとに起こった東京電力福島第一原子力発電所（福島NP）での数回の爆発事故によって，福島の太平洋側の極度の汚染と東北南部と北部関東広域のホットスポット的な生態系汚染のなかにある．

表

1

に示すように日本の一度目の広域放射性物質の降下（global fallout）は，1945 〜1980年の東西強国による

大気圏内核実験によるものである．汚染の状況がどのようなものであるか詳細は不明だが，今も日本の土壌に放射性セシウム汚染として記録されている．二度目は 1986年4月ソ連（当時）チェルノブイリ原子力発電所

（チェルノブイリNP）の爆発で生じた放射性ヨード

（¹³¹I）や放射性セシウム（

*

Cs，半減期2.1年の ¹³⁴Csと半減期の30年 ¹³⁷Cs）が世界中（特に北半球）にグローバルフォールアウトとして拡散し，日本でも検出された^（1）

．

本稿ではこれら3つ，特にチェルノブイリと東電福島第一の原発事故（NPA）による放射性物質，そのうち長寿命の

*

Csの広域汚染の情報と解析を基礎に，3つの視点で考察したいと思う．3つの視点とは（1）広域生態系への放射性物質のホットスポット的な降下とそのあとの動態，（2）水，植物への一次汚染と食物連鎖（food chain）を経ての動物（家畜，魚貝類）への二次汚染とヒトへの摂取，（3）生態系の放射性物質は，固有の物理的半減期で放射能を失うが，技術的に放射能の消滅を図ることはできないことを前提とした，ヒトの生活圏や活動圏からの放射性物質の隔離のための除染への考察である．

放射性セシウムのラジオエコロジー

米山忠克

Radioecology of Fallout Cesium

Tadakatsu YONEYAMA, 農業・食品産業技術総合研究機構

(2)

複雑な陸域生態系の

*

_Cs汚染

表1の状況で

*

Csは大気に放出され，気流やプルームによって大気を移動し，陸域生態系に降下した．チェルノブイリNPAでは，2,000 km離れたヨーロッパ各国に，

また，8,000 kmの距離にある日本でも森林，農耕地，草地に，福島NPAでは本州東北地方南部と関東地方北部に高濃度で，そしてその周辺に低濃度で陸域生態系に降下した．

*

_{Csの降下（図}

1

）は，風みちや微気象条件によって左右され極めて不均一であった．降下した場所が森林であれば，降下時に樹上に現存した葉，枝，樹皮に付着，

また落葉や下草，コケに沈着，さらには土壌表層の腐植物質に結合し，粘土成分に固定されていった．農耕地や草地では栽培中の植物に付着，さらに土壌へと移行した．河川や湖沼に降下すると，

*

Csイオンは水に溶けて，一部は水生植物および水面から出た抽水植物，プランクトンに取り込まれ，さらに食物連鎖でウナギなどの表1^■放射性物質による3つの広域汚染とその特徴

大気圏内核実験

1945 〜1980 チェルノブイリ原発事故

1986.4.26 福島第一原発事故 2011.3.12 〜16 放射性物質の拡散と降下長期にわたる放射性物質のグ

ローバル（全地球的）降下．

地球を周回（平均20日）．放出量はチェルノブイリNPAの約 500 倍^（2）．1963 〜 1964 年ピーク．太平洋へも降下^（1）．

ヨーロッパ大陸へ気流で雲，

プルームにより移動，雨と遭遇し降下．

放射性プルームが風で移流し雨などで降下．大気放出 ¹³⁷Cs はチェルノブイリNPAの約 1/8^（14）.

大気経由で北太平洋に降下^（1）. さらに放射性物質含む汚染水が大量に海に放出された．

降下核種 ⁹⁵Nb, ²³⁹U, ⁹⁰Sr, ¹³⁷Cs, ¹³¹I,

239, 240Pu, ³H.

103Ru, ¹³²Te, ¹³¹I, ⁹⁰Sr, ¹³⁴Cs,

137Cs. 1986.5.1の¹³⁷Cs/¹³⁴Cの比は1.75^（8）.

131I, ¹³⁴Cs, ¹³⁷Cs, ¹³²Te.

137Cs/¹³⁴Csの比は約1.0^（15）．世界各地での*Csの検出 1963 〜 1965年北ヨーロッパ

フェロー諸島のミルクで40 Bq/L. カナダのシカ，トナカイの肉に最大6,400 Bq/kg^（3）.

スウエーデンでは大気圏内核実験由来の50 〜75倍^（9）. イタリア玄麦試料3%が200 Bq/kg以上^（10）.

チェルノブイリNPA後ヨーロッパ各地でキノコに高い

137Csが報告された^（11）．

ヨーロッパで検出．チェルノブイリNPAの数百分の1. 年間被ばくは1 mSvよりはるかに低い^{（16, 17）}．

日本，つくばでの*Csの検出 1960年秋収穫千葉水稲葉

（16 Bq/kg）, 白米0.9 Bq/kg

（内20%が直接降下）^（4）．1963 北海道産粉ミルク ¹³⁷Cs 11 〜 81 Bq/kg. 米国から輸入スキムミルク13 〜38 Bq/kg^（5）. 1963年玄麦平均44 Bq/kg, 白米平均4, 最大約10 Bq/kg^（6）. 1964年水田作土最大116 Bq/

kg^（6）.

1966年新潟，宮城の松樹皮

（249 Bq/kg）, 葉（71）, 落葉

（3,193）, 土壌表層（960）^（7）．

日本には最初1986.5.3降下，8

〜9日最高値^（12）.

コムギ，ホウレンソウで ¹³¹I と*Csをつくばで検出^（13）. 玄麦最大*Cs 2.4 Bq/kg, ホウレンソウ ¹³⁷Cs 4 〜 12 Bq/kg

（生）^（6）. 表層土壌 ¹³⁷Csはチェルノブイリ起源が7 Bq/kg

（生），¹³⁴Csは3.5 Bq/kg（生）．このとき核実験起源 ¹³⁷Csは作土層に7 Bq/kg（生）^（13）. このころキノコの ¹³⁷Cs（核実験降下に起因）＜3 〜 16,300 Bq/kg（乾）^（11）．

土壌，水，野菜，玄麦，コメ，水産物，牧草，畜産物，

茶，果樹，森林などで高濃度に検出．

*Cs

図1^■陸域生態系の放射性セシウム（*Cs）による汚染

(3)

魚に摂食されたが，多くは懸濁物などの粒子に吸着され，それらは粘土や有機物を含む底質に固定されていき，底泥の小動物へも摂食された．

降下した

*

Csの一部は，植物葉から雨などで洗われるなど，近距離の移動をするが，生態系有機物と結合した

*

Csは，その分解とともに，解離と再結合そして土壌への固定化を繰り返す．このように平常時に

*

_{Csは小さな} 生態系ごとに保持され，広域で再移動することはない．

しかし風雨と洪水のとき，葉や枝，土壌懸濁物（粒状有機物や溶存有機物）などが押し流され，懸濁物として河川を移動し，湖に，農耕地に，より下流域へと流れ込み，底泥へ沈着する．このように

*

Csの広域の拡散が生じ，再分配される．

イギリスではチェルノブイリNPAによる魚，水，野生植物の

*

Csは降下後の最初の5年は（生態的）半減期が1 〜4年であるが，その後は生態系内で

*

_{Csが循環す} るため半減期は6 〜 30年と物理的半減期に近くなった^（18）

．

沿岸域―海洋生態系の

*

Cs汚染

福島NPAでは，原子炉のメルトダウンによって

*

_Cs を含む放射性物質が汚染水として沿岸域に放出され，海流とともに移動した（図

2

_）

_{．海水中では} *

Csイオンとしてまた海水中の懸濁物への結合，しだいに底泥への吸着が起こった．魚の生活圏に

*

Cs含有物が到達すると，

*

Csは，エラから水と一緒に取り込まれるのと並行してプランクトンや藻類を介した食物連鎖によって摂取される．魚は摂取した

*

Csを，ナトリウムイオン（Na^＋）のように排出するシステムをもっている．川水の魚の体内に滞在する

*

Csの半減期は約50日とされるが^（19）

，海水

ではより長期保持される．さらに摂取源すなわち，エサのベントスや海底土に

*

Csが含まれる間は見かけ上長く魚体内に存在することとなる．

沿岸域の

*

Cs汚染は，汚染陸域から河川で有機物とともに運ばれたり，底泥に堆積したものが，濁流で運ばれ，流れが遅くなった河口域や沿岸域に集積（沈降）するケースもある．

植物の

*

_Cs汚染

表1の

*

Csの降下では植物（特に作物や樹木）で

*

Cs が検出されている（図

3

_）

． *

Cs含有のエアロゾルや粒子

（hot particles）が降下し，野外の植物や土壌とそれを覆う落葉やコケなどに付着する．雨はそれらの一部を土壌へ洗い流すが，陽イオンの

*

Csは植物体内に移行したり，土壌では有機物の負電荷と結合，あるいは粘土粒子に固定されていく．

チェルノブイリNPA放出の ¹³¹Iと

*

Csは数日後日本のコムギやホウレンソウで検出された^（13）

．2011年3月

の福島NPAでは，ホウレンソウなど多くの冬野菜で検出された．福島NPAのとき，コムギはまだ出穂前であったが，降下部から体内を移行した

*

_{Csが出穂したコ} ムギで検出されることとなる．5月6月に注目されたのは福島から遠くはなれた埼玉，神奈川，静岡の茶樹の新芽での

*

Csの検出であり，さらに秋にはモモ，クリ，カ

*Cs *Cs

*Cs

図2^■沿岸域・海洋生態系の放射性セシウム（*Cs）による汚染

*Cs

図3^■植物の放射性セシウム（*Cs）による汚染：植物吸収と可食部への移行

(4)

キなどの果物で検出されたことである．

上に述べたコムギ，茶，果樹では葉，枝，樹皮から体内に侵入した

*

Csが水や有機物とともに移動，おそらく篩管を通じて可食部の穀実，新芽，果実に移行したものと推定される．すなわち植物では，動物で見られる摂取した

*

Csが体内を循環そして排出される（項目7を参照）のではなく，新組織や新器官が形成されるとき再移行する^（20）

．

植物が

*

Csを吸収するもう一つのルートは土壌溶液にある

*

_{Csイオン（}

*

_Cs^＋）の根による吸収である．土壌腐植や落葉の有機物負電荷に

*

Csイオンは結合している．

また土壌の粘土粒子にも

*

Csイオンが固定されている．

これらの有機物に結合した

*

Csや土壌粒子に固定された

*

Csはアンモニウムイオン（NH4＋）によって放出され土壌溶液で

*

Csイオンとなる．土壌溶液の

*

Csイオンは，

おそらく植物の必須多量栄養元素カリウムの吸収トランスポータで根細胞内に取り込まれる．この

*

Csイオンの吸収時，多量のカリウムイオン（K^＋）が共存すると，

*

Csイオンの吸収が阻害される．すなわちカリウムイオンが十分でない土壌にカリウムを含有するカリ肥料や堆肥を施用し，カリウムイオン濃度を高くすれば，

*

Csイオンの吸収を抑制することができる．

土壌の高分子有機物（腐植物質）や落葉など植物遺体の有機物と結合した

*

Csは土壌の粘土粒子に固定された

*

Csに比べればはるかに解離しやすく，水に溶け，植物に吸収されやすい^（21）

．チェルノブイリNPAで放出され

た

*

Csが北ヨーロッパの草地に降下した場合，ミネラル質土壌よりも泥炭など有機質土壌において植物への吸収率は高いことがよく知られている^（22）

．

*

Csを含む土壌から植物器官への

*

Csの移行，あるいは可食部への集積の度合いを移行率（transfer factor ; TF）と言い下記の式で求める．

移行率（TF）＝可食部に含まれる*Csの含有率（Bq/kg）

土壌に含まれる*Csの含有率（Bq/kg）

土壌と可食部の重量（kg）を乾燥重で示すことが多いが，生態学的には現物重のほうが考えやすい．上の式からわかるように土壌

*

Csの植物への吸収されやすさは土壌の性質（たとえば有機質土壌か粘土質土壌か）

，水分，

pH（

*

Csはアルカリ性では塩に酸性ではイオン化されやすい）などで変わってくる．また選択する可食部も野菜などの葉や茎か，コメ，ムギなどの穀実か，トマト，

リンゴなどの果実かなどで

*

Csの集積ルートが違うし，

さらに植物種によって

*

Csを吸収する根の形態が違

う^（23）ため

*

Cs移行率が違ってくる．一般的には粘土を多く含む土壌でのTFは0.0005 〜 0.02と有機質土壌の 0.003 〜 1より低く^（24）

，また導管を主な集積経路とする

茎葉は，篩管を移行経路とする果実，穀実より高い．

*

Cs汚染土壌の植物による浄化，すなわち植物による吸収によって土壌に含まれる

*

Csを抽出する「ファイトエクストラクション」の提案がある．これまでヒマワリ，ナタネ，ソルガムなどの栽培による抽出が検討されたが，その効果，効率は低い．また土壌から植物への

*

_{Csの移行により}

*

Csを含むバイオマスが増大するので，汚染植物量の減容やバイオマスの燃焼（エネルギーの回収）と

*

Csの回収などを，並行的に進める技術の本格的整備が必要となる．

土壌表層に蓄積した

*

Csの下層への移行は年に数mm であるが^（25）

，汚染した表層土壌を放射能（ γ

線）の遮蔽効果のある土壌の内部に隔離することによって，効果的に放射能の空間線量を低下させることができる．この下層土壌への埋設によって，植物による

*

Csの吸収が抑制されるか否かは，

*

Csがどれほど土壌粒子に固定されるか，あるいは

*

Csを植物根による吸収の場面からどれほど隔離できるかによる．

コメへの

*

Csの移行

福島NPAは3月半ばに起こり，水稲の植え付け前の水田に

*

Csが降下した．水稲の栽培を開始する以前に，

*

Cs汚染した農地から，どれほどの

*

Csが水稲に吸収され，コメに集積するか，大きな問題となった．耕す前の水田には稲株があり，雑草がそして土壌があった．耕して水を張った水田に水稲を移植した場合，耕うんした土壌中の

*

Csが水稲の根で吸収され，葉や茎に蓄積する．

コメの生産時期には，土壌の

*

Csは根から導管さらに節などで篩管に移動し，さらに葉や茎に蓄積されていた

*

Csは篩管による再移動によって，コメに

*

_{Csが集積す} ることとなる^（20）

．

農業環境技術研究所の長年の調査をベースに1年目のコメへの土壌

*

Csの移行率（TF）は0.1以下と推定され，

コメ

*

Csを暫定規制値500 Bq/kg以下にするには，土壌の

*

Cs濃度を5,000 Bq/kg以下とするとの指針が示された．2011年産のコメでは，大部分の水田でこのルールが成立した．しかし数十カ所の山間の水田では見かけ上このルールが成立せず，500 Bq/kgを超えるコメが報告された．現場での調査によれば平地の水稲による

*

Csの吸収は栽培の前半に生じるのに対し，過剰の

*

_Cs吸収は栽培の後半の初夏から盛夏にかけて生じた^（26）

．ここで

(5)

見られた栽培後半における水稲根による

*

_{Cs吸収は，山} 間の生態系にある土壌のカリウム含有率が低い条件で起こった．根本^（27）は土壌以外の

*

Cs源として，

*

Csを吸着した懸濁物が灌漑水に含まれ流入したと想定している．山間の環境

*

Csが濁水で河川や池に流れ込み，水田には

*

Csが懸濁物に吸着して持ち込まれ，その時期に発達した上根で吸収されたと考えることができる（図

4

_）

_．

今後の検証が待たれる．

茶，果樹，森林と落葉や腐植物質の

*

_Cs_汚染福島NPAで発生した

*

Csは越冬葉をもつ茶樹の葉や枝，萌芽中の多くの果樹の樹体と下草さらに根群層，そして森林の樹体と落葉や腐植物質に降下した（図

5

_）

_．

*

Csイオンやそれを含有するパーティクルは沈着サイトにとどまり，その一部は葉や樹体内に侵入，体内水で拡散したり，通導組織で移動することになった．緑茶の新葉にも

*

Csの集積が見られる．新芽の

*

Cs濃度を低下させるには，葉や枝を刈り込み，

*

Csが沈着した部位を除き体内循環を断ち切るなどの対策がとられた．茶樹の土壌からの

*

Cs吸収率はほかの植物のように極めて低い．

果樹の樹皮に沈着した

*

Csはその一部が雨などで除かれるが，樹体内に侵入した

*

Csは，秋の果実に現れた．

果樹木部に貯蔵された

*

Csは次年の果実にも移行しうる．

森林では，葉，枝や幹の樹体，下草，コケやシダそして落葉や腐植質に

*

Csが沈着した．土壌にもゆっくりと移動している．生きた樹体の根（菌根型のマツタケ，トリュフ，エノキダケなど）や腐植質（シイタケ，ナメコ，ヒラタケなど）に菌糸で着生するキノコには，樹体

の根や腐植質の

*

Cs が菌糸によって吸収され，特異的に高い

*

Cs濃度となることが見られる．チェルノブイリ NPA以降，人々が摂取した食物に由来する

*

Csの約30

〜 50%がキノコに由来するとされる^（28）

．また *

Csで汚染した林木でキノコ（シイタケなど）を栽培すれば，動きやすい

*

Csがキノコに集積する．

森林で生息する大動物のイノシシ，シカ，鳥，小動物の昆虫やミミズでも，汚染された餌や食物連鎖で

*

_Csが集積される．

食の連鎖:畜産物の

*

_Cs

ヒトによる畜産物の摂取は食物連鎖による

*

Csの重要な流れである（図

6

_）

_．

チェルノブイリNPAにおいても，福島NPAでも，牧草や水経由の ¹³¹Iがミルクで検出され，つづいて

*

Csが汚染牧草や飼料として家畜に摂取され，ミルクや肉で検出された．チェルノブイリ NPAからの

*

Csで汚染されたヨーロッパ各国で，草地に放牧されたウシ，ヒツジ，ヤギ，野生のシカやイノシシなどの動物の体内に

*

Csが吸収された^（3）

．草食性の動

物が

*

Csで汚染された草やサイレージ（これらには

*

_Cs 含有土壌粒子，有機物が混入）を食べると，消化される

*Cs

図4^■放射性セシウム（*Cs）で汚染されている山間で栽培された水稲への*Csの吸収

*Cs

Cs Cs

*Cs

図5^■放射性セシウム（*Cs）で汚染された果樹園・茶園・森林

での*Csの移行

(6)

途中で放出された

*

Csイオンのほとんどを腸で吸収する．非必須の元素でありながらCsの吸収率（bioavail- ability）は混入土壌粒子からの数%から，食物からの 80%以上と高い効率である^（29）

．参考までに同じく非必

須元素のカドミウム（Cd）の食物からのヒトによる吸収率は5 〜7%である．

十二指腸などで吸収された

*

Csイオンは血液で体内を循環，ミルクに，筋肉や腎臓，さらには量的には少ないが皮膚などの組織，鳥では卵に集積する．筋肉や臓器など体内に蓄積したものは，組織成分の代謝回転や血液の流れに伴って放出され，尿で排出される．取り込み初期の半減期はミルクで1 〜 3日，肉で20 〜 40日，卵で2

〜 5日であった^（30）

．一方，胃で消化されず未消化食物

に残留した

*

Csはフンとして排出される．尿とフンは草地に還元され草地生態系の内部で

*

Csは循環する．

畜舎の家畜のように，フンや尿が堆肥として回収されるとその

*

Cs含有率は高くなる．制限値を超える

*

_Cs

（有機物と結合）を含む堆肥は圃場に施用されると植物に吸収されるか，土壌の粘土粒子に固定されるか，水で系外に放出される．

畜産物への

*

Cs汚染を防ぐには，

*

Cs源となる飼料特に草の

*

Cs濃度を低下させる以外すべはない．予想できなかったのが，2011年福島の牛舎で生じた降下

*

_Csで汚染した稲ワラの餌与であった．

*

Cs汚染の少ない単年性の草は最初の降下

*

Csによる汚染を廃棄し，周辺の枯れ草や高汚染の土壌粒子の混入を防げばよいが，永年性の草は降下した

*

Csが草全体やルートマット層に集積さ

れ，それが再生草（二番草）に移行するため

*

_Csをすばやく低減するのは難しい．

生態系

*

_Csの線源放射能（ベクレル；Bq）と空間線量（シーベルト；Sv）

山間の村の農地（図

7

_{）で，降下した}

*

Csを最も高濃度で含む表層土壌を除去した効果を確認すると，土壌の放射能（Bq）は80%以上も除去できているのに空間線量計（dosimeter）による空間線量（Sv）は20%程度しか低下していない場合に出会った．土壌

*

_{Csに由来する}

γ

線は低下しているのに，土壌以外の

γ

線の線源が周辺にあることを示している．乗用機械による土壌

*

Csの除染にかかわった技術者の意見として，かなりの放射線は機械下の土壌からでなく横方向から，もしかすると森林や起伏のある農地のあぜや草の

*

Csから来ていると推定された．森では立体的に

*

Csが多く降下し，付着している．しかもこの多量の

*

_Csからの

γ

線は，途中，その透過を妨げるものが少なければ，長距離まで到達する．一方多量の

*

Csを含む表層土壌は下層に埋め込めば，そこから発する

γ

線は遮蔽できる．

*

Csが放出する放射線は短波長の多種のエネルギーをもつ光子からなる

γ

線である．光子は電荷をもたないが強いエネルギーをもち，物質と相互作用を起こす．生物体のDNAなど有機化合物の原子間結合を大きなエネルギーで切断し，異常なDNAなどを生ずる．細胞分裂している器官・組織でこの異常なDNAを修復できないことが重なれば，将来腫瘍などに至る．

γ

線は到達性が高図6^■放射性セシウム（*Cs）で汚染した草を摂取した家畜の体内でのミルク，肉，臓器への*Csの移行，蓄積そして排出

*Cs *Cs

*Cs

*Cs *Cs

(7)

く，物質透過力が強い．この

γ

線を遮蔽し，そのエネルギーを吸収するには厚い鉛や鉄が必要である．生態系での遮蔽体は土壌と水であり，30 〜 50 cmの厚さで

γ

線は約10分の1に減衰する^（31）

．またコンクリートの容器

も遮蔽体である．

生態系システムに沈着した

*

Csが放出する

γ

線が，ある場所における空間線量にどのように影響しているか，

あるいは線源の

*

Csからの

γ

線がどのように生態系で減衰するかは，現在情報が少ないように思う．図7に示したように，ヒトの内部被ばくを起こす食物や水の

*

_Csの放射能については十分な注意が払われているが，生活空間の外部被ばくの状況については，多様な線源からの

γ

線などの放射能の到達や減衰の条件と空間線量との関係について定量的に評価されることが必要である．このようにある場所の生態的な放射線源を特定することは，空間線量を下げるための効果的除染や，

*

_{Csの効果的な隔} 離による安全（safety）や安心（reassurance）を図るために検討が重要になると思う．

除染：個別技術と本格技術

*

Csで汚染した各種の生態系では，最初降下した

*

_Cs は物理的減衰以外，放射能（Bq）の絶対量を失うことはなく，生態系での拡散と集積（濃縮）といった物質循環のルールに従った動的な状態にある．

ヒトの生活空間と活動域に

*

Csが降下したところでは，その空間線量を下げるため除染が行われ，それで発

生した

*

Cs含有の土，植物，資材を集めて仮置き場に溜められる．農耕地に降下した

*

Csが栽培作物に移行しないようにするため，

*

Csで汚染した土壌表層を除去したり，雑草や

*

Cs濃度が過剰なものを集め貯留されているが，放射線は出続けている．また作物への多量の

*

Csの集積が懸念される地域で，ソルガム，菜の花，ヒマワリで土壌の

*

Csを抽出（ファイトエクストラクション）させた場合，

*

Csを含む植物バイオマスが残留される．このように現在行われている除染は生態系内での

*

Csの

「移動」となっており，ヒトへの影響を縮小する「隔離」

には必ずしも至っていない．

本格的な

*

Csの「隔離」のためのストーリー性のある技術を模索しなければならない．同時に現在生態的に

「隔離」された放射能が「移動」しないようにすることも必要である．人里から離れ，放射線の到達の少ないところの森林では，そこから

*

Csが動かないように，また森林生産物の

*

Csがヒトの生活にインパクトをもたないような技術にも配慮されねばならないであろう．

おわりに：3つの公害

筆者は1968年度卒論で「降下物放射性ヨウ素 ¹³¹Iの植物葉への吸着と植物体内での移行」をテーマとした．

1977年国立公害研究所（現国立環境研究所）に入所し

「大気汚染物質の植物影響」を研究課題とした．今日までの50年近くの間に，食物の生産現場では，（1） 1960 年代からはコメのカドミウム（Cd）汚染，栄養塩類（窒素とリン酸）の環境負荷，さらに農薬の残留の問題が発生，（2） 1970年代からは大気や水の汚染，（3）今回の放射性物質による汚染が生じた．いずれも工業生産技術の発展に伴う生態系への負荷であり，自然生態系で生きている人への脅威となっており，公害と言える．

公害は元を断たねば回復できない．回復手法を誤ると二次汚染を引き起こす．

東電の事故後のシンポジウムにきたデンマークの女性研究者が話した「日本人の生活は自然に接近しておりその強い影響と恩恵下にある．しかし日本の科学者はそうした自然や生態系の仕組みについて無頓着ではないだろうか」を思い起こす．本稿の放射生態学（ラジオエコロジー）がヒトの生存と自然，生態系との関係を考える基礎になれば幸いである．内容についての責任は筆者にあり，ご意見，ご指摘をいただき，よりラジオエコロジーが展開し，社会的貢献につながることを望んでいる．本稿で用いた図は筆者の原案をもとに村上敏文博士が描いたものであり，深謝する．

外部被曝内部被曝

図7^■山間生態系での放射性セシウム（*Cs）の線源放射能

（Bq）と空間線量（Sv）

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文献

1）青山道夫，五十嵐康人，廣瀬勝己：科学，82, 442 （2012）.

2） IPSN :“Radioecology” （2001）.

3） B. J. Howard & C. Wells：放射能汚染に対応する畜産技術，畜産草地研究所セミナー，2011.

4） R. Ichikawa : , 135, 1072 （1962）.

5） N. Yamagata & K. Iwashita : , 13, 159 （1964）.

6）駒村美佐子他：農業環境技術研究所報告，24, 1 （2006）.

7） N. Yamagata : , 10, 107 （1969）.

8） H. Hötzl : , 41, 181 （1987）.

9） E. J. McGee : , 48, 59

（2000）.

10） M. Lotﬁ : , 11, 177 （1990）.

11）村松康行，吉田聡： , 46, 450

（1997）.

12）柏森伸子他： , 36, 278 （1987）.

13）結田康一他：日本土壌肥料学雑誌，73, 203 （2002）.

14）日本イオン交換学会：セシウムをどうする，日刊工業

新聞社，2012.

15）河田燕，山田崇裕： , 697, 16 （2012）.

16） O. Evrard : , 114, 54

（2012）.

17） M. Barsanti : , 114, 126

（2012）.

18） J. T. Smith : , 405, 141 （2000）.

19）笠松不二男： , 48, 266 （1999）.

20）米山忠克他：化学と生物，46, 187 （2008）.

21） D. A. Barber : , 204, 1326 （1964）.

22） A. L. Sanchez : , 33, 2752

（1999）.

23） F. R. Likens : , 60, 539 （1991）.

24） S. M. Wright : , 221, 75 （1998）.

25） P. Bossew & G. Kirchner : , 73, 127 （2004）.

26）田野井慶太朗他： , 62, 25 （2013）.

27）根本圭介：化学と生物，51, 43 （2013）.

28）吉田聡：森林科学，65, 31 （2012）.

29） N. A. Beresford : , 34, 4455

（2000）.

30） B. Howard, N. Beresford & C. Barnet : 放射能汚染に対

応する畜産技術，畜産草地研究所セミナー，2011.

31）宮崎毅：淡青，25, 32 （2011）.

プロフィル

米山忠克（Tadakatsu YONEYAMA）

＜略歴＞1969年東京大学農学部農芸化学科卒業／東京大学農学系大学院博士課程

（農学博士），国立公害研究所，農業技術研究所，農業生物資源研究所，農業研究センター，筑波大学，東京大学を経て2009年東京大学名誉教授／2010年から農業・食品産業技術総合研究機構副理事長／2013 年日本農学賞・読売農学賞＜研究テーマと抱負＞2009年大学退職後，未発表の研究を年に2 〜3報論文化してきた．これからは長年，目，耳，足で蓄えた知見をベースに，年に1テーマを論説化したい．本稿はそのはじまり＜趣味＞オリジナルなテーマや課題を設定し，時間をかけて解と展望を見いだすこと．そのために現場へ足を運び，自ら実験を設計し，関連資料を集め，

ストーリーをつくる

放射性セシウムの ラジオエコロジー - J-Stage

【解説】

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