本誌では，3 月 11 日の東日本大震災において生じた福島第一原子力発電所の事故とそれに伴う放射性物質の環境への漏洩をふまえ，放射能，放射性物質の計測や放射性物質の環境における振る舞いを正しく理解するための緊急連載を 6 号より開始いたしました。3 月の事故以来，5 か月経過した今もなお，放出された放射性物質のモニタリング，そして今後の動向予測は社会的に非常に重要な関心事となっています。
8 号においては，環境中に放出された放射性物質について，海洋を対象とした計測技術および動態，並びに大気における放射性物質のモニタリングに関する記事を組みました。既に，色々な機関から，大気・土壌・水などの環境試料中の放射性物質のモニタリング結果が公表されています。会員皆様の理解の一助としていただければ幸いです。
〔「ぶんせき」編集委員会〕

海洋の放射性物質の動態と計測

廣1

瀬勝

己

降水等による海洋表面への降下が重要な過程であった。

は じ め にさらに，原子炉の冷却に用いられた海水等が損傷した核

福島第一原子力発電所事故以前の海水中の人工放射性燃料に触れた結果，高いレベルで汚染された廃液が発生

核種は，主に大気圏核実験に由来するグローバルフォーした。原子炉等の閉じ込め機能の損傷のため，多量に発ルアウトが起源である。大部分の人工放射性核種が海洋生した汚染水が海水中に漏洩して海水の汚染を引き起こ表面に降下したのは大気圏核実験が盛んに行われたした。これらの結果，海産物中で基準を超える放射性核1960 年代の前半である1)。1957 年以来，50 年以上にわ種濃度が測定され，漁業に大きな影響を与えている。こたり，年代により程度の差はあるが，海水中の放射性核のような事態を受け，海水中の福島第一原子炉事故由来

種濃度が測定されてきた2)。この間，海水中の放射性核の放射性核種の濃度とその分布及びそれらの経時変化を種の分析法の改善により，今日では極微量の放射性物質求めることが必要とされている。

ろうえいが比較的少ない供試料量で分析可能となり，核実験由来

福島第一原子力発電所事故の結果，海水中の放射性物

わたの放射性物質の海洋中での長期に亘る追跡とともに精密質濃度は緊急測定レベル（例えば，排水口近くの表面水な分布図を描くことが可能となった。その結果得られたの 137Cs 濃度は 1.5 kBq / L6) ）から大気圏核実験による人工放射性核種の分布やその長期変動から，海洋の大循バックグラウンド濃度（2000 年代の海洋表面水の 137Cs

環に関する知見が得られてきた。中でも，目覚ましい成濃度は 1 ～ 2 mBq / L ，深海では 0.01 mBq / L 以下2) ）ま果として，北太平洋中緯度に降下した放射性物質は，数で極めて大きな濃度幅を示すことになった。従って，試十年後には多くは依然として北太平洋の亜熱帯循環に保料の取り扱い及び分析に細心の注意を払うことが要求さ持されているものの，一部はインドネシア海を経てインれている。海洋の放射能モニタリングの基本は，高濃度ド洋に輸送され，さらに喜望峰を抜け大西洋に輸送され汚染レベルを把握すればよいということばかりでなく，ている証拠が得られた。加えて，新知見として，一部の測定可能なすべての濃度レベルを把握することが極めて放射性物質は赤道東部で北から南に赤道を越え，その後重要であると認識されている。値が得られなければ海洋南太平洋の中緯度に輸送されるという新経路についてのの放射性物質の広がりの実態を把握することはできな知見が得られた（図 1)3)～5)。

い。特に，海は刻々と変動し，それに伴い海水中の放射2011 年 3 月 12 日から 15 日にかけて起こった福島第性物質濃度も変動する。測定に時間はかかっても，精度一原子力発電所事故の結果，多量の放射性物質が海洋にが高い値を提供することが海洋の放射能モニタリングの放出された6)。当初は，大気に放出された放射性物質の本来の目的である。

446

ぶんせき  図1

大気圏核実験により西部北太平洋上に降下した放射性物質の輸送過程

海水中の人工放射性核種の分析法は，既に多くが確立されマニュアル化されている7)～11) 。しかし，長期に亘り日本周辺の人工放射性核種はバックグラウンドレベルとされ，多くの環境放射能モニタリングでは，検出下限値以下という取り扱いが行われてきた。しかし，既に指摘したように環境放射能モニタリングでは，数値を求めることが極めて重要である。数値が得られて，環境影響評価が可能となるからである。一方，人工放射性核種を海洋の諸過程のトレーサーと捉え，研究的な見地から分析法に改良が図られ，極低レベルまでの測定が可能となっている核種が存在する12) 。ただし，この場合の対象放射性核種は 137Cs, 3H, 14C, Pu に限られている。このうち，放射線を利用した分析は，137Cs に限られてい図2

24 本のニスキンボトルからなるロゼット採水器る。3 H, 14C 及び Pu は質量分析法の発展により，少ない供試料量で分析が可能となった。ここでは，福島第一原子力発電所事故を受けての緊急時モニタリングの視点が必要となる。海水を採取する場合，表面水と深層水でもあり，主に 137Cs, 90Sr, Pu を選び，標準的な放射性核は従来は異なった採水法がとられてきた。表面水は，簡種分析法を中心に紹介する。

易的にはバケツ採水や水中ポンプ採水が行われた。一2海水試料の採取方，深層水については採水器が用いられている。各種の採水器が開発されたが，現在はニスキン型採水器が一般

海水の採取量は，分析目的核種や検出目標値によって的である。採水量は 1 L から 30 L まである。ニスキン決定される。平常時のモニタリングの場合，1 から 100型採水器を複数備えたロゼットサンプラーを用いれば層L を超える量が採取される。かなり長期に亘り，研究目別に多数の試料を一度に採取することが可能である（図的では 100 L（平常時の環境放射能モニタリングでは，2 ）。なお，表面水についても，ニスキン採水器で採取20 L）を超える供試料量で海水中の放射性物質の分析がすれば表面汚染を避けて海水を採取することができる。

行われてきたが，最近は，分析法の発展により試料量を福島第一原子力発電所の沖では，海水中の放射性物質低減することによって採取の効率化を図られるようには高濃度である可能性がある。この場合には，採水器のなっている12) 。海水試料は，沿岸の直接採取を除き，汚染を避ける操作やサーベイメーターによる簡易測定で一般には観測船で採取される。海水は常に流動している

汚染の有無を明らかにすることが重要である7)。サーベため，海水の放射性核種濃度の観測をする場合，海洋のイメーターで汚染水と確認できた場合，ゲルマニウム半場の情報（位置，水温，塩分，酸素量，流向流速など）導体検出器で測定した時のデッドタイムを，できる限り

ぶんせき 
 447

5 ～ 10 ％ 以下になるように試料量を調整し，適切な容射性核種が放出されたかに関する重要な情報を含んでお器を選択する。さらに，高濃度の場合は希釈操作が必要

り，慎重に行わなければならない。

である。相対検出効率 35 ％ のゲルマニウム半導体検出器を用いて測定する場合，試料の線量率が 1 nGy / h の

4放射性 Cs（137Cs, 134Cs）の測定

ときデッドタイムは 10 ％ 程度である。採水器の汚染に大気圏核実験に由来する海水中の 137Cs 濃度は，現在よるクロスコンタミネーションを避けるため，使用前に太平洋の海洋表面で 1 ～ 2 mBq / L 程度である。一方，精製水で洗浄した後汚染のないことを確認して，採水作

134Cs はチェルノブイリ事故の影響があった時期を除き業にはいる。採水後，採水器が船上に上がった後，及び検出されていない。137 Cs は半減期 30 年の放射性核種

採水作業に入る前の各段階に採水器を精製水で洗浄し，で，核実験及び原子炉事故で生成される主要な放出核種採水器自体の表面汚染の影響が深層水試料に及ばないよである。134Cs は半減期 2.06 年の放射性核種であり，原うに注意することが重要である。

子炉内で核分裂生成物である 133Cs の放射化により生成平常時のモニタリングの場合，海水は前処理なしで分し ， 原 子 炉 事 故 に 特 有 な 核 種 で あ る 。134 Cs /137 Cs 比析に供するが，研究目的では海水は採取直後にa過（通は，原子炉の燃焼度と関係しており，重要な情報であ常，孔径 0.45 nm のメンブランフィルターを用いる）る。ちなみに，チェルノブイリ原子炉事故の場合，このをして，懸濁粒子と溶存状態に分離してそれぞれの放射比は 0.5 であった。高濃度の放射性 Cs の測定法につい性核種濃度を測定する。ただし，海水中の懸濁粒子の存ては，既に「緊急時の g 線放出核種（131 I, 134Cs, 137Cs

在量は少ないので，有為な分析値を得るには多量の海水など）の測定｣8)で触れた。ここでは，放射性 Cs の精密a過（例えば 1000 L 以上）が必要である。

分析法について紹介する12)。

3

緊急時の g 線放出核種（131 I, 134Cs, 137Csなど）の測定

海水中の 137Cs 濃度測定には，当初は低バックグラウ
ンド GM 計数装置を用いた b 線の測定により定量が行われていた9)。しかし，この方法は何段階もの放射化学海水試料を 100 mL 容器（U 8）から 2 L のマリネリ的分離精製過程があり，また，134 Cs と 137Cs が区別で容器にいれ密封後 g 線スペクトロメーターで直接測定すきないので，現在では比較的簡単なリンモリブデン酸アる8) 。海水 2 L を用いた場合，131 I の定量下限値は 1 時ンモニウム（ AMP ）への Cs の吸着と g 線スペクトロ間計測で 8 Bq/L, 10 時間計測で 4 Bq/L, 137Cs の場合，メトリーの組み合わせで定量するのが一般的である。そ

1 時 間 計 測 で 16 Bq / L, 10 時 間 計 測 で 6 Bq / L で あ るの他，フェリシアン化物に吸着する方法もある。ここで（相対検出効率 15 ％ のゲルマニウム半導体検出器を用は，最適な濃縮法について， 10 mBq/ L から 5 Bq/ L 程いた場合）。海水 100 mL を用いた場合，131 I の定量下度 の 137Cs 濃 度 と 10 mBq / L 以 下 の 137Cs 濃 度 （ 0.1

限値は 1 時間計測で 100 Bq/L, 10 時間計測で 40 Bq/L,mBq/L 以下の極低濃度も含む）に分け，分析手順を表137Cs の 場 合 ， 1 時 間 計 測 で 200 Bq / L, 10 時 間 計 測 で1 に紹介する。この方法では，いずれも 100 ％ 近い化

80 Bq/L である（相対検出効率 15 ％ のゲルマニウム半学収率が得られる。

導体検出器を用いた場合）。
ゲルマニウム半導体検出器を用いた g 線スペクトロメ

590Sr の分析

トリーの原理についての詳細はマニュアルを参照された

大気圏核実験に由来する海水中の 90Sr 濃度は，現在い8) 。現在では，濃度計算ソフトが装置に付属してお海洋表面で 1 mBq/L 程度である。一方，最後の核実験り，エネルギー校正を Eu などのマルチ g 線源で行い，から 30 年以上たっているので，89Sr（半減期：50.6 日）

計 数 効 率 を 標 準 線 源 ｛ 海 水 の 場 合 ， IAEA 標 準 海 水は検出されない。90 Sr は半減期 28.8 年の核分裂生成物（ IAEA381 )13) を用いれば，同一の体積線源を作ることである。90Sr は 90Y（半減期：2.67 日）を経て，安定なができる。現時点では IAEA381 はすでに在庫がないた

90Zr に壊変する。いずれも， b 線しか放出しないので，め IAEA443 が使用可能である14) ｝で校正すれば，トg 線スペクトロメトリーは利用できない。放射化学的手レーサビリティーのある測定データが得られる。ただ法により分離精製した後，b 線カウンティングにより定し，事故直後の汚染レベルが高い海水は，多くの短寿命量を行う。海水中の安定 Sr 濃度は 8.7×10－5 M で，同核種を含んでいる。そのため，既存の濃度計算ソフトがじ ア ル カ リ 土 類 金 属 元 素 の Ca は 10－2 M 存 在 す る 。

対応したすべての核種の g 線のエネルギーを含んでいな

従って，多量の Ca の存在化で Ca や Ra から Sr を分離い可能性があることに注意する。特に，平常時に検出し精製する必要がある。

ない核種については，半減期を追跡して核種を確認する

海水中の放射性 Sr の分析には，イオン交換分離法，ことが重要である。例えば，137Cs は 662 keV の g 線を発煙硝酸分離法，シュウ酸分離法が採用されてい放出するが，132I は 668 keV で g 線を放出し，区別がでる10)12) 。 従 来 は 発 煙 硝 酸 を 用 い て Ca と Sr の 分 離 をきない場合がある。核種の同定は，どのような過程で放行っていたが，発煙硝酸を取り扱う上で注意が必要なこ

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ぶんせき  

表1

海水中の 137Cs 分析手順

中程度濃度の 137Cs を測定するための濃縮法12)1.

１ 一定量の海水を適切なタンクに移す。◯
２ 濃硝酸を加え海水の pH を 1.6 ないし 2.0 に調整する。
◯（ 20 L の海水に 40 mL の濃３ 0.26 g の CsCl を担体として加え，数分間エアーポンプを用いた空気バブリング（25 L/分）
硝酸を加えると pH は 1.6 になる。）◯
４ AMP 4 g をタンクに加え，空気バブリングを 1 時間行う。◯
５ 6 時間ないし 12 時間清置後，上澄み液を取りにより混合する。◯
６ このとき，上澄み液の一部（50 mL）を採取して残留 Cs 測定試料とする。◯
７ AMP /Cs 沈殿を含む溶液を，タンクから除く。◯
８ No. 5B a紙を用い，a過を行い，沈殿を回収する。なお，a紙上1～2 L のビーカーに移し，清置後，上澄み液を取り除く。◯
10 乾燥した沈殿の重量
９ a紙上の沈殿は数日間室温で，ドライデシケーター中で乾燥する。◯の沈殿は 1 M 硝酸溶液で洗浄する。◯
11 乾燥した沈殿をテフロンチューブ（4 mL）に移し，井戸型ゲルマニウム半導体検出器で 137Cs のを測定し重量収率を求める。◯

放射能を測定する。
高い収率を維持するためには， Cs と AMP が 1： 1 の当量比に調整することが不可欠である。空気バブリングは大気中 137Cs
濃度が nBq m－3 程度の福島事故以前のレベルなら妨害しないが，福島事故以降はあらかじめ空気バブリングによる混入量を評価し，空気バブリングから攪拌器による攪拌に変更することも必要である。
極低濃度の 137Cs を測定するための濃縮法12)2.

地下の低バックグラウンド環境では，極低濃度の 137Cs を測定することが可能となる。しかし，AMP/Cs 沈殿には極微量なが１ら 40 K が含まれ，バックグラウンドの増加の原因となる。40K を除くためには塩化白金酸を利用した沈殿分離が有効である。◯
２ AMP/Cs 沈殿をアルカリ溶液に溶解する。◯
３ 2 M 塩酸溶液を加えて pH を 8.1 に調整する。この前段処理は前節で記述した。◯
４ 塩化白金酸溶液（1 g/5 mL D.W.）を加え，塩化白金酸セシウムの沈殿を生とき，溶液の体積はおよそ 70～100 mL にする。◯
５ a過によって，沈殿を回収する。沈殿はa液で洗浄する。◯
６ 数日間室温成する。半日，冷蔵庫で冷却して，沈殿を熟成する。◯
７ 重量収率を求めるため，沈殿の重量を測定する。◯
８ 沈殿をテフロン
で沈殿を乾燥する。◯
チューブに移し，井戸型ゲルマニウム

半導体検出器で 137Cs の放射能を測定する。と等から，イオン交換分離が推奨されている。文部科学

0.026, 240Pu /239 Pu 原子数比（質量分析法により求めら省マニュアルにある海水中の 90Sr の分析目標レベルはれる）は 0.18, 241Pu/239,240Pu 放射能比は 15 である。原

海水 40 L を用いて 0.6 mBq/L である。通常，海水から子炉事故の場合，いずれの比も大きくなり，核実験起源第一段階として，炭酸カルシウム共沈で Sr を濃縮したと区別することができる（ちなみに，チェルノブイリ事後，イオン交換分離等の方法で Sr の分離精製が行われ故 の 場 合 ，238 Pu /239,240 Pu 放 射 能 比 は 0.5, 241Pu /いかる。第一段階で， Sr の定量的回収を確保した上で 如 何

239,240Pu 放射能比は 85 であった1) ）。高燃焼度の燃料のに Ca の沈殿量を少なくできるかで，後の分離精製操作

場合，238Pu/239,240Pu 放射能比は 1 より大きくなる。

が大きく影響を受ける。精製した Sr 溶液に，Fe 及び Y海水中の Pu（239,240Pu）は，供試料量 100 ないし 500の担体を加え，90Sr の壊変で生成する 90Y を除く。そのL を用いて， a 線スペクトロメトリーで測定されてき後直ちに炭酸ストロンチウムの沈殿として放射性 Sr をた11)12) 。最近は，質量分析器の発達（誘導結合プラズ回収し，放射線測定試料を作成し， 2p ガスフロー計数マ質量分析器，加速器質量分析器等）で，高感度で分析装置（計数効率は 40 ％ 程度である）で放射性 Sr（90Srが 可 能 と な り ， 試 料 量 の 低 減 が 図 ら れ て い る12) 。 通＋89Sr）を測定する。その後，2 週間ほど 90Sr から壊変常，分析には 100 L のa過海水を利用する（なお，全して生成する 90Y の成長を待って，Fe 及び Y の担体を体の 239,240Pu の 1 ～ 10 ％ が海水中の懸濁粒子に含まれ加えた後，Fe 共沈で 90Y を回収して，90Y の放射能を，る）。これに既知量の Fe(III)溶液とトレーサー（242Pu）2p ガスフロー計数装置で測定する。90 Y の放射能からを加え，アルカリ溶液を加え鉄共沈法で 239,240Pu を濃壊変式に従って 90Sr を求める。得られた 90Sr と放射性縮する。沈殿を遠心法等で分離した後，硝酸に溶解してSr の値を用いて，89Sr の放射能を求めることができる。

陰イオン交換樹脂を用いて分離精製したものをステンレ

6Pu の分析

大気圏核実験に由来する海水中の Pu 濃度は，現在海洋表面で 1 nBq/L 程度であり，137Cs や 90Sr に比べて 3桁ほど濃度が低い15)。Pu には，238Pu（半減期：87.7 年），ススチール皿上に電着して a 線スペクトロメトリーの測定試料とする。最近は，アフィニティークロマトグラ
フィーによる分離精製が行われている。

7

福島原発による海洋汚染

239Pu （半減期： 2.41 × 104 年），240 Pu （半減期： 6570

福島第一原子力発電所から放出された放射性物質は降年），及び 241Pu （半減期： 14.4 年）の同位体がある。

水等により海洋表面に降下したことに加え，原子炉内の241Pu（ b 放射体）を除いて， Pu 同位体は a 放射体であ

破損燃料に冷却水が接して生成した高濃度の放射性物質る。 a 線スペクトロメトリーで測定する場合，239 Pu とを含む汚染水が海洋に漏洩した。東京電力によると，4240Pu の a 線のエネルギーが近く区別できないため合量

月初旬に漏洩した汚染水に含まれる 131I と 137Cs の総量（239,240 Pu ）として測定されている11)12) 。大気圏核実験に由来する 239,240Pu の場合，238Pu /239,240 Pu 放射能比は
ぶんせき  はそれぞれ 2.7 PBq と 0.9 PBq と推定されている6)。
3 月 21 日に東京電力は事故後初めて海水中の放射性449

核種の濃度を測定した。その結果，発電所の放出口近く

in the Environment'', A. Kudo, ed., pp. 251 (2001), (Elsevier Science).の海水で高濃度の 131I（ 5 kBq / L ) , 134Cs （ 1.5 kBq / L ）および 137Cs（1.5 kBq/L）等を観測した6)。この濃度は過去に海洋で観測されたいずれの濃度よりも高い。ただし，福島原発付近で降水があった直後のあまり混合して

2) M. Aoyama, K. Hirose : TheScientific World JOURNAL, 4,200 (2004).
3) M. Aoyama, M. Fukasawa, K. Hirose, M. Hamajima, T.
Kawano, P. P. Povinec, J. A. Sanchez Cabeza : Prog.
Oceanogr., 89, 7 (2011).

いない沿岸海水を採取した場合，あり得る値である。この海洋汚染の調査結果を受け，文部科学省は 3 月 24 日4) P. P. Povinec, M. Aoyama, M. Fukasawa, K. Hirose, K.
Komura, J. A. Sanchez Cabeza, J. Gastaud, M. Jeskovsky,に福島沖約 30 km の海域で南北約 60 km の間の 8 測点

I. Levy, I. Sykora : Prog. Oceanogr., 89, 17 (2011).

で海洋放射能調査を実施した。その結果，すべての観測

5) J. A. Sanchez Cabeza, I. Levy, J. Gastaud, M. Eriksson, I.

点で高濃度の 131I （ 24.9 ～ 76.8 Bq / L ）と 137Cs（ 24.9 ～Osvath, M. Aoyama, P. P, Povinec, K. Komura : Prog.
Oceanogr., 89, 38 (2011).
6 ) http: // www.tepco.co.jp / nu / fukushima np / index j.html

76.8 Bq / L ）が測定された16) 。131 I /137 Cs は 1.5 から 4.3で東京電力が当初沿岸海水で観測した比（ 3.3）と大きな差はない。福島沖全体で観測されたことから，これら（2011 年 7 月 12 日最終確認）)“放射能測定法シリーズ
724：緊急時におけるガンマ線スペクトロメトリーのための試料前処理法”，( 1992 )，(文部は福島第一原発から大気中に放出された放射性物質のフォールアウトに由来するものと推定される。その後も福島沖の海洋放射能のモニタリングは続けられているが，海域全体に高濃度の放射性物質が観測されることはなくなった。しかし，福島第一原発の放出口近くの海水では常に高濃度の放射性物質が観測されていることに加え（6 月 1 日時点で 131I は検出下限値以下であり，137Csの濃度範囲は 24～ 62 Bq/L），沖合の観測点の幾つかでも高い放射能濃度を観測している。さらに，観測期間中の最大濃度は 4 月 15 日の採取海水から測定された16)。
この 137Cs 濃度レベルはアイリッシュ海で 1974 年に観測された最大の濃度と同程度である。このような局地的科学省）．

8)“放射能測定法シリーズ 26：緊急時におけるガンマ線スペクトル解析法”，(2004)，(文部科学省）．
9 )“放 射能 測定 法シ リ ーズ 3 ： 放射 性セ シウ ム分 析 法”，(2004)，(文部科学省）．
10 )“放射能測定法シリーズ 2 ：放射性ストロンチウム分析法”，(2003)，(文部科学省）．
11)“放射能測定法シリーズ 22：プルトニウム・アメリシウム．
逐次分析法”，(1990)，(文部科学省）
12) M. Aoyama, K. Hirose : ``Analysis of Environmental
Radionuclides'', P. P. Povinec Ed., Vol. 11, pp. 137 (2008),(Elsevier).

13) I. Levy, P. P Povinec, M. Aoyama, K. Hirose, J. A.
Sanchez Cabeza, J F. Comanducci, J. Gastaud, M.
Eriksson, Y. Hamajima, C. S. Kim, K. Komura, I. Osvath,
P. Roos, S. A. Yim : Prog. Oceanogr., 89, 120 (2011).に高濃度で観測される放射性核種は，大気中からのフォールアウトに由来するものではなく，福島第一原発

14) M. K. Pham, M. Betti, P. P. Povinec, M. Benmansour, V.

から海洋に漏洩した汚染水に由来するものと考えられる。

8B äunger, J. Drefvelin, C. Engeler, J. M. Flemal, C. Gasc áo, J.
Guillevic : J. Radioanal. Nucl. Chem., 288, 603 (2011).
15) K. Hirose : J. Nucl. Radiochem. Sci., 10, R7 (2009).

お わ り に

福島第一原子力発電所事故の結果海洋に放出された放射性物質とその影響については世界が注視している問題である。如何なる種類の放射性核種が，如何なる量，如何なる過程で海洋に放出され，それが如何なる広がりを

16 ) http: // www.mext.go.jp / a _ menu / saigaijyouhou / syousai /1303856.htm（2011 年 7 月 12 日最終確認）

廣瀬勝己（Katsumi HIROSE）
上智大学理工学部物質生命理工学科（〒101 8554 東 京 都 千 代 田 区 紀 尾 井 町 7 

示しているかを明らかにすることが求められている。そ1)。名古屋大学理学研究科博士課程満れに答える効率的で総合的な観測と精密な放射能分析が了。理学博士。≪現在の研究テーマ≫環境中での放射性核種の動態。海水中での微量行われることが重要である。

金属元素の化学形と生態学的役割。≪主な著書≫``The Pacific and Arctic Oceans:

謝辞

本文を書くにあたり，ご意見等を頂いた青山道夫氏（気new Oceanographic Research'', (分担執筆）(Nova Science Publishers)。≪趣味≫象研究所）に感謝申し上げます。

音楽鑑賞。
E mail : hirose45013＠mail2.accsnet.ne.jp

文献1) K. Hirose, Y. Igarashi, M. Aoyama, T. Miyao : ``Plutonium450ぶんせき  