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デビル-カベリンG他．農業における対策：チョルノービリ（チェルノブィリ）事故後15年における効率の評価。その教訓。（2001年キエフ国際会議のプロシーディング）
国連人道問題調整部、ニューヨーク(2001)118-128
翻訳責任　国際医療福祉大学　鈴木元

この資料に関する注意

チョルノービリ（チェルノブィリ）事故後の対応をまとめた報告書ですが、ここに記述されている方法が、日本でも適用すべきかどうかは吟味が必要です。
ある観点から見て有効と思われる対策が別の加点から見ると新たな問題を生むこともよくあることです。
総合的な観点から実施するかどうかを判断する必要がありますので、専門家の支援を受けることが不可欠です。

3.2.3.推奨される除染技術

現在の放射線防護技術と調和を図りながら、介入（除染）を決断し、除染のためにどの技術を選択するかを決断する際には、コストと共に社会的要因を考慮すべきである。種々の除染技術に関して、適用した場合に回避される線量を評価し、その費用を計算しておく。その中には質的社会因子を含めても良いと思われるが、便益（回避累積実効線量）とデトリメント（費用、除染作業者の累積被曝線量）に関して、個々の技術毎に費用便益解析法（ICRP1977）あるいは多重寄与解析法(ICRP1989)で評価する。

除染計画の中では個々の手法に優先順位を付ける。この優先順位付けに当たっては、各々の現場の環境に応じてなされるべきである。しかし、これまで蓄積されてきた経験と調査に基づけば、長期的に以下の主要で単純な除染方法を組み合わせることが推奨される。

（１） 個人住居に面した庭や公共建造物・学校・幼稚園の周囲、および村落内の道路端の土を上層5~10 cm（放射能の深度分布により調整）を剥ぎ取る。剥ぎ取った汚染土は、個々人の敷地内や村落の中に特別に掘った穴に入れ、穴から掘り起こした清浄な土を除染した土地表面に敷き直す。この方法は、特別に放射性残土の処理のために保管場所を必要としない。
（２） 個人の果樹園は、深く掘り返すか、上層5-10 cmの表層を除去する。2001年の時点において、畑は既に何度も耕されており、放射能は上層20~30 cmの深さに均一に分布している。
（３） 除染した庭等は、清浄な砂や可能であれば砂利の層で覆い、残存する放射線を低減する。
（４） 屋根を洗う、あるいは葺き替える。

これらの方法は、単一の個人所有の土地や建物、および村落全体の土地や建物の除染に適用できる。後者の場合には、除染による外部被曝線量低減効果は、更に大きい。表3.4に種々の都市部の表面汚染に関する除染効率の値を示す。詳細な効率や技法、必要な道具、費用、必要な時間、放射性廃棄物の量その他に関しては、他の報告に詳しい（Roed 他。1995）。

表3.4.　様々な都市の表面除染の除染効率（線量率低減係数、単位無し）

（Roed ら　1995）

都市の除染により生じた放射性廃棄物は、既存の衛生要件にあった方法で廃棄されるべきである。大規模な除染の際には、将来、放射能の環境漏洩が無視できるように一時的な保管場所を隔離された場所に設置すべきである。その保管場所は、国際標準の放射能警告シンボルを表示しなければならない。

3.3.　農業対策

チョルノービリ（チェルノブィリ）事故後、旧ソ連邦の最も汚染の激しかった地域と西ヨーロッパの地域で農業対策が実施された。その目的は、介入レベル以下に食品の放射性物質汚染を低減することである。大々的な農業生産システムの対策が白ロシア、ロシア、ウクライナで実施されたが、当初、西ヨーロッパでも幾つかの食品規制が実施された。事故後最初の2～3年は多くの対策が広範囲に行われた。そして、それらの対策は現在まで継続している。さらに、3カ国においては、何年もの間¹³⁷Cs汚染濃度が高いままの田舎で、汚染レベルが改善されていない家族経営の牧草地に対して集中的な食品生産に対する対策が開始されている（IAC 1991, IAEA 1996a, IAEA 2001）。

西ヨーロッパでは、汚染されたかなりの地域において、高度で継続的な¹³⁷Csの食品移行がみられた。これらの国では、主に改良事業を行わなかった牧草地で自由に牧草を食べた放牧動物由来の食品に対する対策が主であった。

3.3.1.　早期

1986年5月2日から5日にかけて、約50,000頭の牛、13,000頭の豚、3,300頭の羊、700頭の馬が30km圏から人間と共に避難してきた(Nadtochiy ら,2003)。30km圏には20,000頭以上の猫や犬を含む家畜が殺処分され、埋葬された。飼い葉が足りないため、また、移動先で飼育場所を確保できなかったため、多くの家畜がやがて殺処分された（Alexakhin ら1991、Pristerら1993）。事故後の急性期においては、動物の汚染レベルにより分類する事は不可能だったため、1986年5月から6月にかけて屠殺された動物は、牛95,500頭、豚23,000頭に及んだ。

多くの死骸は埋葬されたが、一部は冷蔵庫に保管された。しかし、このことが衛生上の、そして実際的経済的難題を引き起こした。肉は直ぐさま食品として不適格と判定され、食品からの線量を抑制するため効果的な対策が旧ソ連邦その他の国々で実施された。しかし、この対策は費用がかさみ、大量の汚染廃棄物を出すこととなった。

事故後最初の何週かは、旧ソ連邦で実施された対策の主眼はミルク中の¹³¹Iを減らすこと、または、食品サイクルに汚染ミルクが入ることを阻止することであった。その方法は、ソ連邦1986年勧告に記されている。
－　家畜飼料から汚染牧草を除くため、放牧を止め屋内で非汚染飼料による飼育へ変更
－　放射線モニタリングを実施し、¹³¹I活性が対策レベル（当時は3,700 Bq/L）を超すものは、はじく
－　はじいたミルクは、加工品に使う（主に、濃縮ミルク、粉ミルク、チーズ、バターなど保存の利く製品へ加工）

事故後最初の2－3日は、集団農場のミルクに対する対策が実施されたが、個人経営の農場はあまり対策が実施されなかった。ミルクに対する対策は、管理者と地域当局には伝えられたものの、個人農場には伝達されなかった。このことにより、対策は限定的になり、特に田舎の村落では対策が遅れる原因となった。また、幾つかの地域では有効に機能しなかった。

事故後2～3週中に清浄な飼い葉を使った飼育が始まったが、これがうまくいけば1～2ヶ月の内に牛の¹³⁷Csを食品として適格なレベルに低下させる事が可能となったはずであった。しかし、この対策はその時点では広く実施されることはなく、その理由の一部は清浄な飼い葉が春先のため不足していたことである。

1986年6月初旬には、汚染地域の放射能汚染密度地図が作成された。これにより、牧草汚染のレベルおよび汚染ミルクの生産地域を評価することが可能となった。

1986年も後半になると、植物表面の汚染は未だ高いレベルであったが、主要な農業対策は、制限的なものであった。最初の2～3ヶ月は、高度汚染土地の使用を禁じた。そして、より低いレベルの汚染土地には、継続的な生産が可能となるような勧告がなされた。もっと汚染の高い地域では、乳牛の飼育を禁じた。作物の汚染レベルを低減するために有効な方法は、飼い葉や穀類を遅く刈り取ることである。農産物の放射線管理は、食品生産の各段階、保管段階そして加工段階で実施された（IAC 1991, Alexahkin 1993）。

1986年5月から7月にかけて実施された放射線サーベイにより、白ロシア、ロシア、ウクライナで、各々凡そ130,000,17,300および57,000haの農地が経済的使用から排除された(Baryakhtar 1997)。

1986年6月から、その他の対策が農産物の¹³⁷Csを減らす目的で実施された。
－　¹³⁷Cs汚染レベルが555kBq/m²以上の地域での牛の屠殺禁止。屠殺前1.5か月間は清浄な飼料で飼育する。
－　外部被曝を最少にし、汚染チリの発生を避けるため、通常の穀物生産で使われるある手技を排除する。
―　汚染肥料を堆肥として使うことの制限
－　牧草の変わりにトウモロコシからサイロ飼い葉を作る
－　個人農場で生産されたミルクの消費制限
－　農産物の放射線学的モニタリングの義務化
－　ミルク加工の義務化

表土を除くという除染方法は、農地には不適切であった。費用がかさむこと、土壌の肥沃さを失うこと、そして汚染土をどこかに埋没する事による環境問題などである。

1986年の8月～9月に、個々の集団農場に対して農地の汚染レベル地図と、個人所有小区画で農業を実施する際の指針を含む農産物汚染可能性に関するガイドラインが伝えられた(IAC 1991, Alexakhin 1993)。

西ヨーロッパでは、幾つかの国でローカルな水道事業者の飲料水の消費を控えるよう勧告がでた。

スウェーデンは、旧ソ連邦を除くと最も高い汚染レベルを被った。スウェーデンは¹³¹Iと¹³⁷Cs活性の介入レベルを定め、輸入品と国内産品を規制した（セクション3.1）。また、その他の一連の対応がとられた。（１）もし牧場が10kBq/m²以上の¹³¹Iおよび3kBq/m²以上の放射性セシウムで汚染されていたならば、牛の放牧が禁止された。（２）新鮮な葉物野菜を消費しないよう、また、他の野菜はよく洗うよう助言を出した。（３）下水汚泥を土壌の肥沃のために使用するのを制限した。（４）深く鋤で耕すよう推奨した。（５）より高い位置で草を刈るよう推奨した。

ノルウェーでは、農地から収穫された穀物は、収穫後にモニターされ、新鮮穀物重量で600 Bq/kg以上の放射性セシウムを含有するものは廃棄され、土中に鋤込みし直された。また、6月に収穫された干し草やサイロに保管した牧草は、全てモニターされ､ガイドラインを越すものは飼い葉としての使用が禁じられた。

ドイツでは、ババリア地方で幾つかのミルクが食品加工プラントに送られ、豚の餌として粉ミルクに加工される予定であったが、放射性セシウム濃度が高かったため､実行されなかった。

イギリスでは、赤ライ鳥を食する事が制限され、英国の中で汚染レベルが高かった幾つかの地方でアップランド羊の移動と屠殺が制限された。

オーストラリアでは、1986年5月の短期間、牛に新鮮な草を食べさせないよう助言が出された（Muck 2002）。

3.3.2.　後期

放射線サーベイによって、1986年末にはロシアの４行政区（ビリヤンスク、ツラ、カルガ、オレエル）､ウクライナの５行政区（キイフ、ジトミア、ロフノ、フォリン、チェルニゴフ）および白ロシアの3行政区（ゴメル、モギレフ、ブレスト）の農産物は、放射性セシウムの介入レベルを超過していることが判明した。ゴメル、モギレフ、キイフ、ジトミル行政区の最も汚染が激しかった村落では、事故後1年目の穀物とミルクの80%が介入レベルを超した(IAC 1991, IAEA 2001, Nodtochiy　ら2003)。

さらに、1990年代初期にウクライナでは101,285haの農地が農業使用から撤退した。その面積の約30%は、¹³⁷Cs汚染が555kBq/m2以上の地域であった。これらの村落から脱出した村民と共に、個人所有の牛も避難した。これらの避難住民によって、集団農場で非汚染食料を生産する準備や､非汚染食料を清浄地域から輸入する準備がなされた。

ロシアでは、1987年から1988年にさらなる家畜の避難が実施された。しかしウクライナに較べるとより選別した形で行われた。555kBq/m²以上の汚染地域の全ての羊は移動させられた。これは、反芻動物への放射性セシウムの移行率が高いためである。牛に関しても555kBq/m²以上の地域から6,880匹が移動させられたが､多くの家族は自分の牛を保持し続けた。

白ロシアでは、1989年に除染とその他の種々の対策にもかかわらず受容可能なレベルに線量が低下しなかった52の村落が移転の対象となった。更に、1991年に新法に従って何人かの人々が汚染地区から移転し、他の村落も移転した。こうして合計470の村落が移転した。移転に際して、家畜は可能な限り主人と共に移転した。

汚染地区で対策を実施する目的は2つある。第1は、食品の安全を保持し､国民の年間実効線量を1 mSv以下に抑えるために介入レベルを守ることである。第2は、農産物への全体としての放射性物質の移行を減少させることである。一般的に、農業への対策を早く始めれば早いほど､費用対効果はより大きくなった(Prister ら 2000)。

1987年以降、農産物の高い放射性セシウム活性は家畜製品にのみ検出された。そこで、ミルクや肉の137Cs活性を低減する対策を実施することが、活発な農業のための修繕策として焦点があてられた。放射性セシウムの移行率が十分な低さであるジャガイモや根菜類は、生産され続けた。翌年には作物の放射性セシウム汚染はずっと低下し、対策が介入レベル以下に抑えるのに有効であったことが示された。1991年、3カ国で370 Bq/kgを超過する汚染穀物の割合は0.1%未満であった。

もっとも困難な残された問題は、基準を満たさないミルク生産である。3か国で大規模な種々の対策が講じられたことにより（以下詳述）、放射性セシウム活性が介入レベルを超す家畜製品を急激に減らすことができた。図3.2に介入レベルを超したミルクの時間的変化が示されている。しかし、介入レベルが3カ国で異なる時期に低められたことに留意すべきであり、直接、比較することはできない。図3.3に3カ国における介入レベルの変化が示されている。

図3.2の3カ国の汚染食品の経時的変化は、大きく介入レベルの変更に依存しているが、同時に対策実施の規模にも依存している。この点は、ロシアのミルクに顕著で、1997年以降対策実施規模が減少したため、汚染ミルクの量が増加した。白ロシアとウクライナで最近、介入レベルを超す肉が減少したのは、屠殺前にモニターして基準をクリアーした家畜が屠殺されるようになったためである。ロシアでも屠殺前のモニターをしているが、肉の汚染レベルが高いのは、個人農場と集団農場の産物が混在しているからである。現在でも少数トンの肉が介入レベルを超しているが、これは怪我をした家畜を屠殺したためである。

図3.3.　旧ソ連邦およびその後の独立国家で実施された介入レベル（TPL）の時間的経緯(Shevchukら2001)（訳者注：左図はミルク、右図は食肉。グラフからはミルク介入レベルが、　370 Bq/L→約185Bq/L→110ないし100 Bq/Lに徐々に変更。食肉は、3700 Bq/kgから1991年に約750 Bq/kgに変更、1996年から1998年にかけて500ないし100 Bq/kgに変更。）

対策実施による最大の効果は1986年から1992年に達成された。1990年代にはいると予算逼迫のため農業対策は徐々に減少し、農業対策だけでなく製品生産部門での対策も不十分となった。しかし、利用できる資源を適正化することにより、¹³⁷Cs対策の有効性は多くの家畜産物で受容できる汚染レベルを保つことができた（図3.2）。

3.3.3.　集約農業生産における対策

旧ソ連邦およびその後独立国となった3カ国で実施された主な対策を以下に述べる。優先順位が高い対策は、飼い葉に使われる穀類や植物への放射性セシウムの移行を低減する目的で土壌の肥沃土を改善し、化学肥料を使用することであった。3カ国でその実施度は異なった。実施すべき対策に関する勧告は、幾度も改訂され更新された（Alexakhin 1991, Prister 1998, Bogdevitch 2003）。

3.3.3.1.　土壌処理

土壌処理により放射性セシウム（および放射性ストロンチウム）の植物への移行が減る。方法は、鋤で耕すこと、種を蒔き直すこと、窒素・リン・カリ（NPK）化学肥料および石灰の使用である。最初放射性物質は多くの植物が根から栄養分を吸収する上層の土壌に分布しているが、耕すことで放射性物質が希釈される。深く耕すことと浅く耕すことの両方が徹底して行われ、また、表土を剥ぎ取り深く埋め直すことも併せて行われた。化学肥料により収穫が増加したことにより、植物中の放射性物質が希釈される効果があった。さらに、化学肥料は土壌中のCs／K比を低めることにより、植物根からの放射性セシウムの吸収を低減した(Alexakhin 1993)。

上記の全ての土壌処理を実施した場合、一般的に徹底改良と呼ばれたチョルノービリ（チェルノブィリ）原子力発電所事故に由来した降下物により汚染された牧草地の対策として最も効果的で実践的であったのは、事故後最初の２～３年の時期に土壌の肥沃化を増す徹底改良であった。通常、土壌改良された土地では、商品価値の高いマメ科や穀類の植物が栽培された。干し草用の畑と牧草地の徹底改良の有効性は、牧草の種類と土壌の性質に強く依存した。ディスキング（円盤状の農耕具で耕すこと）、土地表面に肥料や石灰を散布することなどの伝統的な表面土壌処理は、効果が劣った。酸性土壌は、石灰を加えられた。小さな湿地は排水され、深く耕し、改良され、緑地として使われた。90年代になると、土地の性状に注目が集まり、状況に応じた適切な土壌処理が効果を上げた。年月がたつに従い、既に肥料を施していた土地に追加的に肥料を投与する必要があった。そして、適切な投与頻度を決めるために細心の評価が行われた。しかしながら、実際の投与頻度は、時に予算逼迫により制限を受けた(Alexakhin 1993, Vidal ら2001)。

汚染の激しかった3カ国において追加的に化学肥料を施した面積を図3.4にしめす。徹底改良を実施した面積は、図3.5に示す。1986年から1994年の間、追加的K肥料の平均的投与量はK2Oとして60kg/haである。90年代、耕作適格地での生産性が低下した。これは、経済的状況が悪化したため、以前のような頻度で対策を実施できなくなったためである。このため、汚染された生産物の割合が増えた。ロシアのいくつかの地域では、放射線安全基準を上回るミルクと肉の量が増えた（図3.2）。例をあげれば、ノボジブコフ村（ブリアンスク行政区）のように最も汚染の高かった村落では、K肥料の使用が不十分で、1995年から1996年に農産物の¹³⁷Cs活性が増加し、適切な対策が実施されていた時期（1991-1992年）に比べて50%以上上昇した。


土壌処理の効果は、土壌のタイプ、栄養分の状況とpHに影響された。また、作物の種類により影響を受けた。さらに、NPK肥料と石灰の投与頻度が明確に放射性物質の植物移行低減効果に影響した。幾つかの研究により、徹底改良、石灰と化学肥料などの対策による放射性セシウムの土壌－植物移行低減係数が求められた。低減係数は、やせた砂礫土壌で2~4、肥沃な土壌で3~6であった。これに加えて、鋤により耕すことにより土地表面の汚染が希釈されたため、外部被曝線量率が2~3分の１に低下した。

⁹⁰Srの問題は¹³⁷Csのそれに比べると急いで対策が講ざれなかったが、幾つかの対策が開発され、ダイシング、鋤入れ、種の蒔き直し後に土壌から植物への移行低減係数として2~4が達成された。

これらの対策にもかかわらず、汚染の激しかったブリアンスク行政区の南西に位置する村落では、1997年～2000年に20%の牧草と干し草が介入レベルを超過した。干し草の137Cs濃度は、乾燥重量で650~66,000 Bq/kgであった。

3.3.3.2.　汚染土地で育てる飼い葉作物の変更

1997年~2002年に白ロシアで調査された実験データ（図3.6）に明らかなように、幾つかの植物種は、他の種より放射性セシウムの吸収が悪い。その差はかなりの大きさであり、飼い葉作物のハウチワマメやサヤエンドウやソバやクローバーなどは放射性セシウムを蓄積しやすいので、耕作対象から完全にあるいは部分的に排除された。

図3.6.　異なる作物での¹³⁷Cs取り込みの比較。サヤエンドウを100とした場合の相対表示。（左からニンジン、キャベツ、トマト、ポテト、豆（haricot）、ビーツ(table beet)、キュウリ、二十日大根、サヤエンドウ）

白ロシアでは、2つの製品を生産することを目的に、汚染地域で菜種が栽培された。目的とは、食用油と動物飼料としての蛋白団子である。多くの品種の中から、¹³⁷Csと⁹⁰Srの移行率が2~3分の1の品種が選ばれた。菜種の栽培においては、肥料を追加（6 t/haの石灰とN90O90K180の化学肥料）することにより、放射性セシウムと放射性ストロンチウムの植物移行を約半分に低下させた。これにより蛋白団子に使われる菜種の種の汚染を減じた。菜種油の製造工程で放射性セシウムと放射性ストロンチウムは効果的に取り除かれ、最終的に汚染は無視できるほどであった。こうした菜種油の生産は有効で、経済的にも利益が上がる方法であることが証明された。そして、それは生産者である農民と生産工場の両者に利益を与えた。過去10年間に菜種の栽培面積は4倍に増え、22,000haに達した(Bogdevich　ら 2002)。

3.3.3.3.　清浄飼育

汚染されていた家畜を屠殺前に適切な期間、汚染されていない飼料や牧草を与える手法（所謂、清浄飼育）は、各々の放射性物質の当該動物における生物学的半減期に従い肉やミルクの放射性物質汚染を効果的に減じた。放射性セシウムのミルクへの移行の半減期は2~3日なので、ミルク中の放射性セシウム活性は、飼料の変更により急速に変化した。一方、筋肉中の放射性セシウムの生物学的半減期はもっと長いので、肉に関しては長い期間清浄飼育が必要であった(Pristerら 1993)。

清浄飼育は、汚染放射性核種の家畜への取り込みを減ずる。チョルノービリ（チェルノブィリ）事故後、清浄飼育は、旧ソ連邦および西ヨーロッパ諸国において最も重要で、かつ、最も高頻度で実施された対策であった。公的統計によれば、この手法で対処された牛の数は、ロシアで毎年5000~20,000頭、ウクライナで毎年20,000頭（政府により1996年まで支援された）であった(IAC 2001)。白ロシアをあわせた3カ国で、清浄飼育は食肉生産において一般的に実施され、これに体外計測モニタリングを組み合わせて、もし屠殺前の家畜の筋肉に介入レベル以上の放射能活性があれば農場に戻し、さらに清浄飼育を継続した。

3.3.3.4.　Cs結合体の投与

ヘキサシアノ鉄酸塩（プルシアンブルー）は、大変効率のよい放射性セシウム結合体である。それは、腸管での放射性セシウムの吸収を減らすことにより、放射性セシウムのミルクや肉への移行を減らせるので、乳牛やヒツジやヤギや食肉動物に毎日食べさせる飼料に混ずることができる。それは、毒性が低く、安全に使用できる。効果が優れた製品を開発するとともに、安く国内で生産できるように、種々のヘキサシアノ鉄酸塩製剤が多くの国で開発された。家畜産物において、ヘキサシアノ鉄酸塩製剤による放射性セシウムの低減係数は最大で10にもなった(IAEA 1997)。

プルシアンブルーは、粉末として飼料に混じたり、ペレット状の飼料製造工程で混入されたり、おがくずに混ぜたりした。ロシアでは、地域でフェロシン（5% KFe[Fe(CN6)]と95% Fe4[Fe(CN6)]の混合物）が開発された。それは98%の純度の粉末として投与されたり、なめ塩（10%フェロシン）や10%フェロシン吸着おがくず（ビフェジと呼ばれた）として使用された(Ratnikovら1998)。

3カ国それぞれで毎年プルシアンブルー投与を受けた牛の頭数を図3.7にしめす。また、ヘキサシアノ鉄酸塩をふくむ徐放剤ボリが開発され、牛のこぶ胃に導入された。ボリは2~3カ月にわたりCs結合体を放出し続けた。ボリはもともとノルウェーで開発された15%ヘキサシアノ鉄酸塩・10%蜜蠟・75%重晶石の混合物を圧縮したものである(Hove & Hansen 1993)。

プルシアンブルーは1990年代初頭から家畜産物の137Cs汚染を低減する目的で使われ始めた。プルシアンブルーは、徹底改良に適した牧草地がない地域の村落において、とりわけ使い勝手がよく、有効であった。使われ始めたころ、プルシアンブルーは飼い葉からミルクや食肉への¹³⁷Cs移行を1.5~6.0分の１に低減した(Hove ら 1996)。白ロシアでは、プルシアンブルーの特別濃縮剤が生産され、牛一頭当たり毎日0.5kg濃縮物の割合で配給された。平均的な低減係数としてミルクで３が達成された。ボリは白ロシアとロシアの集団農場で乳牛に投与された。

ウクライナでは、プルシアンブルーは白ロシアやロシアのように広範に使われることはなかった。そして、その使用は90年代初頭に限定されていた。これは、ウクライナには国産のプルシアンブルーがなく、西ヨーロッパから購入するには高価すぎたからである。その代わり、彼らは地域でとれる粘土質のミネラル結合体を小規模に使用した。その効果はプルシアンブルーより低かったが、安あがりであった。

3.3.4.　集団生産における対策の有効性

実際に農場で実施された個々の農業対策の有効性を表3.5にまとめた。低減係数（対策前後の放射性核種の濃度比）が表示されている。

表 3.5.　旧ソ連邦3カ国で実施されたいろいろな対策の低減係数のまとめ

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日本での取り組み

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我が国での除染の取り組み例

除染で最も重要なのは廃棄物の管理です。
廃棄物が集まる場所での放射線管理をあらかじめ準備しておくとよいでしょう。
放射性セシウムは化学的な特性からも比較的安全に封じ込めができると考えられています。

農林水産省

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福島コープ

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福島県

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生活空間における放射線量低減化対策に係る手引き(pdf file, 1.8 MB)

原子力委員会

生活空間における放射線量低減化対策に係る手引（福島県での放射能除染の必要性と課題（田中俊一氏資料）(PDF:2,359 KB)）

環境汚染と空間線量率

森林の伐採による除染での線量率低減効果推計

森林条件

・元素組成は水と同じ
・密度は0.05g/cm³
・幅100 m
・奥行き50 m←これを伐採
・高さ10 m

線源条件

・核種はCs-137
・降下量は1 MBq/m²でそれ以外の吸着量（＝フィルタとしての森林）が1 MBq/m²
・線源は森林内均一分布

計算した線量

地表から高さ50-100 cmの間の空気吸収線量を計算（γ線のみ考慮）。

結果

検証された結果ではありません。

考察

・1 mの伐採はほとんど効果なし
・（50 mのうち）10 m伐採するとその汚染森林由来の線量率を4割程度に低減できる
・この設定では森林からの放射線の寄与は1割程度
・地面の汚染を1/10にすると半分の寄与が森林からとなりそう
・ ロシアでは、土壌汚染が370kBq/m²の森林で得られる木材は家屋建築使用許容レベルを超えうるとしている。

地表の汚染による線量

地表のみの汚染時の放射線の飛跡図（この図ではベータ線も考慮）。

放射性セシウムからの放射線は多いのでしょうか？

自然の放射線も同じような飛跡になります（平均飛程や線量換算係数はエネルギーに依存します）。
0.6 MeV程度の放射線の粒子の数は、0.1μSv/hの場で、1cm²あたり1時間で30k個程度飛んでいることになります。
放射性セシウムによる汚染が小さいところでも、この程度の放射線が飛んでいることがあります。
人体中のK-40に由来した放射線を0.5秒間観測した場合の放射線の飛跡シミュレーション結果例

体に密着させた場合の線量率は0.5nSv/h程度であると考えられます。

フルエンスからの実効線量への換算係数の例

光子の線量概念と実効線量への換算係数との関係 -1990年勧告の実施にあたって（pdf file, 246kB）

JAEAによる検討

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Peter Soudek, Šárka Valenová, Zuzana Vavříková and Tomáš Vaněk. ¹³⁷Cs and ⁹⁰Sr uptake by sunflower cultivated under hydroponic conditions. J. Environmental Radioactivity, 88(3), 236-250 (2006)

水耕栽培によるCs-137の取り込み割合

水耕栽培によるSr-90の取り込み割合

[note] GV; Growth value, {m(x)-m(0)}/m(0), where m(0) is the fresh weight of plant at the start of experiment and m(x) is the fresh weight of plant after “x” days (in this case x=20)

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放射性物質を含む廃棄物の管理

ノルウェー政府による対策：Dietary advice to persons with a high consumption of reindeer meat and freshwater fish

Norwegian Board of Health/ Norwegian Directorate of Health 1987
＊年間に摂取する放射性物質は80kBqを超えないようにしましょう。
＊チョルノービリ（チェルノブィリ）事故後の一年間で一般的なノルウェー人が摂取した平均的な摂取量は4kBqから18kBq程度でした。
＊ノルウェー政府は厳格な介入限度を導入しました。
＊この冊子で示される食事に関する助言は、放射性物質が多い地域でトナカイ肉や淡水魚を大量に食べる方のみを対象にしています。

食事に関する助言

ノルウェーのいくつかの地域では、トナカイ肉や淡水魚で，他の食品よりも高い濃度の放射性物質が含むと考えられます。
ノルウェー公衆衛生部は、年間に摂取する放射性物質を、80kBqを超えないようにすること推奨します。
これを守った場合の線量は小さく、リスクはとても小さいと考えられます。

トナカイ肉や淡水魚を食べられることの頻度と量は、それらの濃度によります。
もし、あなたが、これらの食品を大量に食べるのであれば、この冊子に書かれている助言に従ってください。
いくつかの地域では、野生のトナカイだけではなくある種の鳥獣で高い濃度の放射性物質が含まれることがあります。
もしも、あなたが、このような食品をたくさん食べるのであれば、それもベクレルの計算に加えてください。

80kBq制限は通常の消費者では気にすることはありません。年に数回、トナカイや淡水魚を食べる方でも問題になりません。
下の表は、食品の濃度に応じて、どれだけのトナカイや淡水魚を食べられるかを示したものです。
この表に従うと年間の摂取量を80kBq以下に出来ます。
この表では、このほかの食品も一定程度の放射性物質を含むことを考慮しています。

妊婦や2歳未満の乳幼児では、この表に示された量の半分を超えないようにしましょう。

2万ベクレル／ｋｇを超える食品は、摂取しないようにしましょう。

1週間で食べられるトナカイや淡水魚の量は、数日間でならして考えることが出来ます。
この表は、毎食で食べる量を200gと仮定しています。
食事では、少量の放射性物質を含むじゃがいも、穀類、パンも食べることを想定しています。
これが体内に取り込む放射性物質の量を制限する最もよい方法です。
少なすぎたり多すぎる量で栄養のバランスを損なうことなく食事することが出来るのです。もしも年間の摂取量が80kBqを超えるようであれば、もっとも放射性物質の濃度が高い食品をいくつか控える必要があります。しかしながら、トナカイ肉は栄養に富むことから、その摂取をやめる必要はありません。トナカイや淡水魚は別の地域のものを摂取すればよいのです。淡水魚は、海水魚や養殖魚に容易に置き換えることが出来るでしょう。

食事の用意

食品中の放射性物質の量は，調理方法に依存します。あなたは、肉を小さく切り刻み、それを大量の水に浸すことが出来ます。この方法で放射性セシウムは6割程度減らすことが出来ます。魚を細切りにし、煮ることで放射性セシウムを1/4程度減らすことが出来るでしょう。放射性セシウムを減らすためには、これらの調理法では煮汁は捨てるようにしましょう。また、この調理法では、重要なミネラルやビタミンが失われることになるでしょう。必要があれば、これらの調理損失は、他の食材から補うことが出来ます。放射性セシウムは、伝統的な食材保存法である長期間の塩漬けでも減らすことが出来ます。この方法で、放射性セシウムを半分から9割程度減らすことが出来ます。もっともよい方法は塩水を使うことです。

塩分を多量に使うことは高血圧をもたらすことに注意しましょう。
放射性セシウムを減らすことによる健康上の利点は、高血圧をもたらすことの不利益を上回らない可能性があります。
日常の調理よりも多量の食塩を使う場合には、全体として摂取する食塩量が多くならないように調節しましょう。
マリネにすることも放射性セシウムを減らすことに役立ちます。食材を長期間水につけることも同様です。より多くの液体を使い、より長く液体につけることで効果は大きくなります。いくつかの方法を組み合わせ、それを繰り返すことでもっともよい効果が得られるでしょう。
揚げること，ローストすること、燻製にすること、乾燥させることは，放射性セシウムを減らすという観点では役に立ちません。

健康リスク

ノルウェーの多くの人々では、チョルノービリ（チェルノブィリ）事故後の最初の一年で摂取した放射性セシウムの量は80kBqよりもずっと少ない量です。フォールアウトの量が多かった地域の住民であってもこの状況は変わりません。しかしながら、とても高い濃度のトナカイ肉を食す人では、摂取量が多くなります。これらによる線量は自然に受ける放射線の量はラドンによる放射線の量と比べても多くはありません。80kB摂取した場合のリスクを大きさは計算上求めることが出来ます。千人の人がいることを想像してみてください。これらの人々が、生涯の間、毎年80kBq摂取すると仮定します。リスク推計の結果、千人中2人が、それに由来してがんで死亡すると考えられます。年間の摂取量が400kBqに増加すると、がんによる死亡者は10人に増加するでしょう。それに対して200人は、統計上は、何らかのがんで死亡することになるでしょう。このリスクが胎児や乳児でより大きいかどうかはよくわかっていませんが、これらの年代ではより慎重になるべきだと考えられます。
このため公衆衛生部では、以下のように勧告します。

妊婦や2歳未満の乳幼児では、年間に摂取する放射性セシウムを40kBq未満としましょう。

このリーフレットの意義

1986年春におこったチョルノービリ（チェルノブィリ）事故は、ノルウェー全土に放射性物質の降下をもたらしました。この結果、ノルウェーの国民が受ける放射線量が増加しました。受ける放射線源の最大の要因となったのです。もっとも線量が大きい人々は、もっとも汚染した地域で大量のトナカイ肉や淡水魚を食べた人々です。
ノルウェー公衆衛生部では、チョルノービリ（チェルノブィリ）事故後の最初の一年間で摂取する放射性物質の量を、400kBqを超えないようにすることを推奨しました。2年目以降は80kBqを超えないようにすることが推奨されています。このリーフレットは、その目標をどのようにして達成するかを記しています。

各地域の状況

あなたの地域でトナカイや淡水魚に、どの程度の放射性物質が含まれているのか、よくわからない場合は、地域の食品管理委員会に尋ねることが出来ます。担当者がそれぞれの食品に含まれる放射性物質の量を教えてくれるでしょう。市の公衆衛生部は、食品管理委員会への連絡先を教えてくれるでしょう。

対策の評価論文

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スウェーデンでの取り組み例

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森林対策

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放射性セシウムはどう動くのか（Topics 福島 2013.1.11 No.14）