附録 (E)

放出放射能の農漁業への影響

I 直接汚染による汚染度の推定

原子炉事故が起つた際、農地に生育中の作物は直接その放出物を受けるが、その程度は 作物の生育のステージ、耕地上の作物の密度、作物の種類、形態によつて相異する。 そこで、大ざつばな推算を行うには、次のように種々の想定を用いて食用部分への各核 種の蓄積量を求める。

a	放出物の降下量の 1/2 が食用植物に附着するものとする。
b	葉菜類の収穫量を 2Kg/n2 (1)とし、水洗効果を 50% (2)とすれば、各核種が野菜に 蓄積される量は 降下量/m2 × 1/2 × 1/2 × 4/2 /Kg(生野菜)となる。 根菜類(いも、大根、ごほう)では食用部分が葉部でないからこれよりかなり小さくなる 筈である。又、豆類にてもその可食部は 1 部であり、また「さや」を食用としないもので は更に小さくなる。しかも、子実部がまだできないうちに被災した場合はより以上その蓄 は小さい。
c	米麦類では出穂期前こ被つたとき、附着したSr89,90の 0.05% 以下、Cs137 の 10% が米麦粒中に入り、出穂後に被つたときは、Sr89,90の 1%、Cs137の 10% が入るものとする。(3) また、被災のときにと幼若なステージにあれが、収獲期までの雨による水洗効果、成長 による稀釈があるからかなり小さくなる筈である。
d	したがつて、米麦収量を 0.3Kg/m2(1)とすると、 出穂期前被災のとき　 Sr89.90→1/2 × 0.05/100 × 3 = 降下量 /m2×10-3/kg Cs137→1/2 × 10/100 × 3 = 〃×10-1/kg 出穂期後被災のとき　 Sr89.90→1/2 × 1/100 × 3 = 〃×10-2/kg Cs137→1/2 × 10/100 × 3 = 〃×10-1/kg によつて含有量が推定される。 ただしこれは玄米麦の場合であつて、精白部はこれより低くなるが、その値は被災の 時期にも関係し正確な推算ができない。また、直接汚染と共に土壌中に降下した核種が 吸収されて米麦粒中のものにプラスされるが、Cs137では土壌からの吸収率が低いので、 直接汚染によるものと比較して無視できる。Sr89.90の場合はかなりの程度プラスさ ることがあるが、被災の時から収獲までの期間の長短によつて非常に相異する。 そこで、米麦の場合の出穂後被災のとき、野菜の場合では土壌からの吸収によるものを 無視できるとし(それらの蓄積量表からみて)、出穂前被災の場合にては、Sr89、Sr90 の値を 3 倍する。(上表中の×3はその意味)。
e	I131については米麦にては保存するから問題からはずし、野菜についてはSr、Csと 同様な考慮から降下量/m2×1/2×1/2×1/2 /kg とする。
f	被災地域の牛乳中にあらわれる核種は乳牛が被災時にそれらを吸入することと、汚染さ れた食物をせつ取することによつて生ずるが、前者は短期間に限られ後者は持続される ので、或程度以上長い半減期をもつものについては吸入のえいきようは無視できる。また、 I131(半減期 8 日)についても、その消化管吸収率が非常によいので、相対的に食物 からのせつ取が主たるものと考えて計算できる。 また。乳牛の飼料は欧米と異なり、北海道のようによく牧草地の発達した地域をのぞく と、非常に種々雑多である。種類を大別して牧草、野草、青刈作物(末成熟の作物のこと、 トーモロコシ、カプ、エンバク、サツマイモのツルなど)があり、これらの混合割合は甚 だしく相異する。また濃厚飼料(フスマ、ヌカ、大豆、ワラなど)を使用していることも ある。 このように飼料の変化が大きいので一概に計算できないが、汚染の最も考えられる牧草、 野草食の場合を算定しておけば被害はいずれの場合もこのうちに含まれ得るであろう。
g	大ざつぱに、生育密度を野草 0.6 Kg/m2、牧草 4kg /m2とし、野草地における降下 物の附着率を 1/8 牧草地のそれを殆ど 1 に近いとする。ただしこれは降下時のことで、 気象状態によつて時間の経過と共に洗らわれて地中に入ることは当然である。 成牛 1 日の生草せつ取を 50〜60 kg とすると、1 日せつ取量は (野草)降下量／m2× 1/8 × 60/0.6 降下量 / m210/day (牧草)降下量／m2× 1 × 60/4 となる。
h	したがつて、このせつ取量から、牛乳中に出される各核種を計算すると次のようになる。 (1) I131 せつ取した草のI131がミルク中にでる割合は 5 〜 10% (4)(5) 牛乳分泌 量を 8 〜 10 l/day とすると、牛乳中渡度は 降下量／m2 × 10 × 1/10 × 1/10 = 降雨量／m2 × 1/10 × l となる。これは Windscale の経験(6)( 1 μI 131C/m2 の牧章にて 0.01μ c/l 牛乳) とよく合う。 (2) Sr89,90 せつ取した草 Sr89,90 がミルク中にでる割合を 0.5〜1.5% (平 均 1%) (4) とすると、牛乳中 Sr89,90 濃度は 降下量／m2 × 10 × 1/100 × 1/10 = 降雨量／m2 × 1/100 × l となる。 (3) Cs137 ミルク中にでる割合を約 10% とする。(4)(5)I131と同じになるから、ミ ルク中濃度は 降雨量／m2 × 1/10 × l 'となる。この値は Windscale の経験 (100mμcCs137/m2の牧場にて 10 mμc/l 牛乳であつた)によく合う。
i	以上の各食物における核種濃度の値は被災后の初期における濃度を示すものであつて、 生長による稀釈、雨による洗滌、放射性減衰、乳牛の飼料が冬になるに従つて保存飼料に 置き換わることなどによつて、次第に減少することは当然である。従つて、許容濃度と比 較する場合は、このことを計算に入れて、考察する必要がある。
j	原子炉からの放出を全放出、揮発性放出にわけ、それそれの場合におけるSr89,90、 Cs137、I131 の全放射能(放出后 24 時間のときの値)に対する%(前出)から、全 放射能にて 1c/m2 降下したときの各食品中の核種濃度を前述の計算式に従つて表にあら わすと次のようになる。 (2)全放出の場合 μC / kg Sr89 Sr90 Cs137 I131 米　麦 (出穂前) 18×3=54 2×3=6 440 - 米　麦 (出穂後) 360 45 440 - 野　菜 (生) 3,000 380 440 1,800 牛　乳 240 30 290 1,400 (2)揮発性放出の場合 μC / kg Sr89 Sr90 Cs137 I131 米　麦 (出穂前) 1×3=3 0.14×3=0.42 270 - 米　麦 (出穂後) 23 28 270 - 野　菜 (生) 200 24 270 5,400 牛　乳 15 2 180 4,300

II 農地汚染による作物の汚染度の推定

原子炉からの放出物が土壌中に入ると、直接に fission products を浴びた作物 を収獲した後も、半滅期の或る程度以上長いものについては翌年からその土地に生育する作 物に吸収されることになる。そこで、この場合に、各核種について、半滅期、土壌から作物 への分裂生成物の収量、人体への危害の大小などが関係し、I¹³¹、Ba¹⁴⁰は半滅期の短い こと、Ru¹⁰⁶(0.015)、Y⁹¹(0.006)、Ce¹⁴⁴(0.004)、Zr⁹⁵(0.02) などは土から作物体への Concentratiion factor (カツコ内の数字)が小さく⁽⁷⁾ 、 かつそれらを人体がせつ取したときの消化管吸収が極めて悪い(みんな0.05%以下)⁽⁸⁾ ので、Sr^89,90、Cs¹³⁷が農作物について問題となる。

a 農地であるから深さ 30cm くらいまで耕転するものとし、土地に降下した核種はその 深さまで同じように混合されたとする。日本の農地土壌のカルシウム渡度は極めて変異が 多い (0.05 〜 0.5% dry) が、概して低 Ca 濃度の土地も多い。

そこで、いま低 Ca 土壌として 0.05% (対乾土)の農地を考えると、1 平方メートル の土地で深さ 30cm までの Ca 量は大たい 150g となる。

そして土から作物への Sr−Ca 差別率は殆ど 1 に近いと考える。

だから、作物中の Sr^89,90 / Ca は

各食物中の Sr⁸⁹,Sr⁹⁰ の濃度は後にでてくる表のように求められる。

b Cs¹³⁷ の土壌から作物への Concentration factor は、やさいにて 0.1 〜 0.15⁽⁷⁾ 米麦粒にて 0.02 〜 0.03⁽⁷⁾⁽⁹⁾ とし、平方メートル深さ 30cm の土地の乾土重量 約 300 kg とすると、

             野菜 ‥‥‥‥‥‥‥ 降下量／m2 × 1／300 × 0.15 ／ kg (乾物)
             米麦 ‥‥‥‥‥‥‥ 降下量／m2 × 1／300 × 0.03 ／ kg (乾物)

III 土地汚染による牛乳の汚染

牧草、野草の利用又は枯死した後、次のシーズンに生育してくるそれらを飼料として乳牛 がミルクを生産するが、その時の牛乳中の核種については、農地汚染においてのべたと同様 の理由で、Sr^89,90、Cs¹³⁷が問題となる。

a まず、土地は耕さないから Sr^89,90は表面から約 6cm くらいまでに大部分が吸着さ れ移動することは少ない。土壌中 Ca 濃度は農地の場合と同じく少ない値をとつて 30 gCa／m² - 6cm とし、土→牧草→牛乳の Sr-Ca Discrimination factor を 0.1 〜 0.15⁽¹⁰⁾とすると、牛乳中 Sr^89,90／Ca 濃度は

	降下量／m2×1／30×0.15／gCa

b 次に Cs¹³⁷は士壊への吸着が大きく、表土約 2.5cm くらいまでに保持され、雨などに よつても動くことは殆どない。⁽¹¹⁾m²―2.5cm の乾土は 2.5kg で、したがつて土中 Cs¹³⁷ 濃度は降下量／m²×1／25／kg (乾土)となる。

そして土からら牧草への concentration fuctor は 0.1〜0.15 (乾土) だから牧草中の Cs¹³⁷濃度は降下量／m²×1／25／kg (乾物)となる。1日せ つ取量を生草 60kg (乾物にして 6kg )、ミルクへの分泌を 10%、ミルク生産量 10l ／day とすると、ミルク中 Cs¹³⁷濃度は

	降下量／m2×1／25×6×0.1×1／10／l

c そこで、全放射能として 1C/m²降下したときの Sr^89,90、Cs¹³⁷が牛乳中にあら われる推定値は次の表のようになる。

IV 淡水食用魚の汚染

淡水域としては河川、湖沼において種々の魚その他が漁獲され食用にされる。その汚染 度は、水中に加えられた放射性核種が水中に稀釈される割合、底土に吸着される割合などで 甚だしく相異し、一概に決めることができない。また河川においては水流が長い地域を通過 するから流域に吸着その他によつて核種の水中濃度は急速に減少する。

そこでいま水深 10m、水中 Ca 濃度 10mg/l(割合に低 Ca 濃度の湖水である)の 湖水を想定し底土に吸着されることによる水中濃度の低下を考想しないでその場合の魚肉 中 Sr^89,90、Cs¹³⁷ を推算してみる。実際には土壌中に相当の部分が吸着されるから、 これより放射性核種の蓄積は少ないし、また魚体と水との間に Sr⁹⁰ その他の出入が平衡 状態に達するまでに時間を要するから現実の漁獲物はその放射能は少ない。しかし正確な推 算を行うには未だ研究せねばならない幾多の問題があり、また、条件によつて甚だしく相異 するから、今后、この推定値を引下げることは十分可能である。

	　降下量／m2×1／104 l

	又は降下量／m2×1／104×102／g Ca

	降下量／m2×1／104×102×0.4／g Ca

	降下量／m2×1／104×102×0.4×0.00072／g Ca

	降下量／m2×1／104×1／103×3,000／g (生肉)

V　海洋生物の汚染推定

沿岸に放出物が降下した場合、沿岸海流、潮流その他の海水移動や海域の深度などによつ て海水の汚染の払がり方や上下混合に非常な差があり、また汚染水塊の拡散、流失などの状 態も生物の汚染に大きく関係し、また回遊性の魚類自体の動きもその汚染度を左右する因子 の 1 つとなつている。ここでは比較的動きにくく、また浅海域に生息して最も汚染を浮け易 いものを選んでそれらの汚染度推定を行つた。しかもこれらの値は放射性核種の up take が完全に行われ外界と平衡になつた時のものであるから、汚染の最大値を示してお り、実際に漁獲されるものはそれ以下の値となる場合が多いと考えてよい。殊に一定期間を 週ぎて海水の汚染が稀釈されてくると、魚体中のそれらの濃度も次第に下つてくることは当 然である。

まず、貝類(アサリ、ダマグリ、カキ)養殖場(水深 1m)、のり養殖場(水深 3m)、 褐藻(コンプ、ワカメ)漁場(水深 5m)、沿岸漁場(定置網、釣など)(10m)を想 定する。

Sr^89,90Cs¹³⁷、I¹³¹(藻類における濃縮が大きいので特にこれを入れた)が 降下したときの水中濃度は水深に従つて各々容易に算出できない。これに次に示す各生物 の各元素に対する水からの concentration factor (wet basis) をか けて、生物体中の最大濃度を算出した。用いた concentration factor を次に 示す。ただし貝、魚においての値は可食部即ち肉の部分についての値である。

この値を用い、全放射能 1C／m² 降下したときの各生物中の放射性核種の最大濃度は次 のようになる。