放射性核種の作物への移行

放射性核種の作物への移行性核種の 87 〜 99％が葉から他の部位へ転流していた（葉の残留分は添加量の 13 〜 1％）。転流の割合は，ブドウの葉で最も高く，添着した農作物への放射性核種の移行経路は，大気かCs-134 の 97％，Sr-85 の 99％であった。リン

ら直接植物葉面などに沈着し吸収される葉面吸ゴとナシの葉からの転流は，Cs-134 でそれぞ

収と，土壌から根を経由して吸収される経根吸

れ 91％と 91％，Sr-85 で 87％と 91％であった。

収の二つの経路がある。ここでは，「葉面吸収」

このように，果樹の種類によって葉から他の部と「経根吸収」に分けて紹介する。

位へ転流する割合は異なっていた。

（1）葉面吸収

一方で，ブドウとリンゴの果実表皮に放射性核種を添着した場合，果樹の種類による差は見①葉からの他部位への転流られず，Cs-134 で 39％，Sr-85 では 73％が果

福島原発事故では，放射性核種の放出が認め実以外に転流した。さらに水洗による除去は，られた直後，各地のかき菜，ホウレンソウ，茶添着した Cs-134 と Sr-85 に対しそれぞれ 14％葉などの放射能汚染が認められた。これらは直と 10％であった。したがって，果実表皮に直接沈着した放射性核種の葉面吸収による汚染で接添着した場合，水洗後も果実内部に残留するある。農薬や肥料では，葉面散布という施用法

Cs-134 と Sr-85 は，それぞれ 47％と 17％であがあるように，農薬などの有機化合物や施肥のった。以上のことから，果実表面に直接沈着し無機成分は葉からも吸収され，即効性の高いこた放射性核種は，葉面に沈着した放射性核種よとが知られている。放射性核種でも，実験的にり長く果実に留まっていることが示唆された。

葉面に添着させたヨウ素，セシウム，ストロン

また，枝間の移行について検討した結果でチウムが葉面に留まらず，葉の内部に浸透しては，放射性核種によって汚染されている枝の葉いることが確かめられ，また，元素によって葉や果実から離れている別の枝の葉や果実への放面吸収される割合や吸収された元素の部位別の射性核種の転流率は，汚染した枝と同じ枝で生存在割合が異なっている。

育している葉や果実への放射性核種の転流率よ

ハツカダイコンを用いた実験では，葉面に溶り 1 桁以上低いことが示された。このように，液として添着させたセシウムの約 80％が葉の果樹のどの部位が放射性核種によって汚染され内部に移行し（20％は葉面上に残留），植物体るかによって，果実への汚染の程度が異なるこ

内に吸収されたセシウムの約 40％が根に再転とが示されている。

流した（Hasegawa et al., 2009）。また，イネにガス状のヨウ素を曝露した場合，白米や玄米に（2）経根吸収移行したことが報告されている（Muramatsu et①農作物への移行係数al., 1996；Nakamura et al., 1986）。

放射性核種が土壌に沈着した後，一部は植物②果実への転流割合

根によって吸収される。これは「経根吸収」ま

今回の福島原発事故では，飛散した放射性核たは「間接吸収」と呼ばれている（ここでは前種の汚染によって果実生産に大きな被害を受け者を用いる）。

た。葉面吸収による果実への放射性セシウムと経根吸収による農作物中の放射性核種濃度を放射性ストロンチウムの移行について，外国簡便に予測するために，「移行係数」が広く用（Carini et al., 1999）の実験結果を紹介する。

いられている。国際原子力機関（IAEA）の技

ブドウ，リンゴおよびナシ葉面または果実術レポート（IAEA, 2010）などでは，農作物表面に Cs-134 と Sr-85 を添着し 50 日経過したおよび土壌の区分ごとに，それぞれの放射性核後，葉および果実中の放射性核種の存在割合を種ごとの移行係数がまとめられている。対象は測定した。葉面に添着した場合，添着した放射セシウムやストロンチウムのほか，原発事故な1――

放射性物質による汚染とその対策どによって放出が予測される多くの核種が含まに移行係数を乗じることによって，第 1 図 2 式れている。移行係数は，農耕地土壌および農作のように農作物（可食部）の濃度をある程度予物試料に含まれる放射性核種の分析，あるいは測することができる。

放射性核種を添加した土壌を用いた栽培実験な

日本の農耕地の土壌および農作物に含まれるどの結果を用いて求めることができ，第 1 図 1

大気圏核実験由来の降下物（フォールアウト）式のように，土壌および農作物（可食部）中の核種である Cs-137 および Sr-90 の分析から得放射性核種濃度の比として定義されている。

られた移行係数の例を第 1 表に示す。報告されなお，移行係数を求める際に用いる農作物中ている移行係数の± 95％信頼区間や最小値との放射性核種濃度は，学術論文などでは乾燥重最大値の範囲は，大きな変動幅がある。これは，量当たりの濃度として表わす場合が多い。しか土壌中の濃度が同じレベルであったとしても，し，食品の暫定規制値では，農作物が実際に市農作物中の濃度は，土壌の種類，栽培条件など場に流通する状態での濃度を前提としているこによってバラツキがあることを示している。後とから，新鮮重量当たりの濃度として求めた移に詳述するように，経根吸収はさまざまな要因

行係数も示されている。移行係数のデータをの影響を受けている。移行係数は過去の調査に参考にする際には，この点に注意するべきであより得られた経験的な指標であり，農作物中のり，必要に応じて，農作物別の乾燥率（乾物と放射性核種濃度を簡便かつ大まかに推定するた新鮮物の重量比）の文献値などを参考に換算すめには有用である一方で，予測される農作物中る必要がある。たとえば，放射性セシウムの移の濃度は大きな幅をもっていることに注意して行係数が新鮮物で 0.1 の場合，乾物率が 0.2 とおく必要がある。また，報告されている移行係

すると，乾物での移行係数は 0.5 となり，新鮮数は限られた条件での分析値から求められてい物換算の 5 倍となる。

るため，実際の環境条件や栽培条件によっては②農作物中放射性核種濃度の予測方法

文献値で示された移行係数から予測される範囲

土壌中の放射性核種濃度がわかる場合，これ外の結果が得られることもありうる。

農作物中の放射性核種濃度（Bq/kg）……1 式
土壌中の放射性核種濃度（Bq/kg）

移行係数＝

農作物中の放射性核種濃度（Bq/kg）＝土壌中の放射性核種濃度（Bq/kg）× 移行係数……2 式

第1図
第1表
核種

作

Cs-137

Sr-90

注

国内で報告されている土壌――作物間セシウムおよびストロンチウムの移行係数の例
幾何平均値± 95％信頼区間

試料数

出

白米
白米
玄米
玄米
葉菜類
キャベツ
果菜類
ジャガイモ
ジャガイモ

物

0.00160.00180.00330.0047
0.049
0.026
0.029
0.030
0.020

0.00021―0.012
0.00017―0.016

2015412154888267

Tsukada et al., 2002
Komamura et al., 2005
Uchida et al., 2007
Komamura et al., 2005
Kamei-Ishikawa et al., 2008

白米白米
玄米

0.00480.00430.026

0.0021 ―0.0094
0.00097―0.019
0.0049 ―0.15

312791

Tsukada et al., 2002
Komamura et al., 2005
Uchida et al., 2007

0.00057―0.033
0.0021 ―0.330.0050 ―0.18

作物中の乾物重量当たりの濃度を用いて移行係数を算出

2――

農作物中の放射性核種濃度の計算式

典

Tsukada and Hasegawa, 2002
Kamei-Ishikawa et al., 2008
Tsukada and Nakamura, 1999
Kamei-Ishikawa et al., 2008

放射性核種の作物への移行（3）経根吸収に影響する要因る傾向があった。移行係数が半分になる時間は，1987 年から 1989 年の間はおよそ 1 〜 2 年，

①土壌の種類それ以降はおよそ 12 〜 20 年だったと報告され植物根は，土壌溶液中に溶存する放射性核種ている（Fesenko et al., 2009）。

を吸収する。そのため，放射性核種の経根吸収③土壌溶液中のイオン組成には，土壌―土壌溶液間の分配（土壌⇔土壌溶

土壌溶液中のイオン組成は，土壌⇔土壌溶液液），土壌溶液から植物根への吸収（土壌溶液および土壌溶液⇒植物根のそれぞれの過程に影⇒植物根）の二つの過程が重要になる。

響を及ぼす。アンモニウムイオンとカリウムイ

放射性核種の種類によって，土壌中での動きオンは，土壌に保持された放射性セシウムと置やすさは大きく異なる。たとえば，一般的には，き換わることができるため，土壌溶液中でこれ放射性セシウムは放射性ストロンチウムよりもらのイオン濃度が高くなると，土壌中の放射性強く土壌に保持され，土壌溶液に存在できる割セシウムが溶出することが考えられる。

合は小さい。そのため，放射性セシウムの移行これらのイオンは，土壌溶液中の放射性セシ係数は，放射性ストロンチウムよりも小さい傾

ウムの植物根による吸収を抑制する効果もあ向がある。また，土壌の種類によって放射性核る。とくに，土壌溶液中のカリウム濃度が低い種を保持する力が異なるため，土壌の性質も経ほど，放射性セシウムが植物根に吸収されやす根吸収に影響する。IAEA 技術レポートでは土いため，カリウム肥沃度の低い土壌ほど放射性壌の種類を大まかに砂質，有機質，粘土質に区セシウムの移行係数が高い傾向があり，このよ分して移行係数を示しているが，Cs-137 おような土壌ではカリウム施肥による吸収抑制効果

び Sr-90 の移行係数は砂質土壌で比較的高い傾を期待できる。一方で，カリウム肥沃度の高い向がある。日本の畑土壌では，陽イオン交換土壌では，カリウム施肥による大きな吸収抑制

容量が大きい土壌ほど，コムギに Sr-90 が吸収効果は期待できないと考えられる。そればかりされにくいことが示されている（Yamaguchi etか，カリウムの過剰施用は，イオンバランスをal., 2007）。

悪化させ作物の生育に悪影響を与え，逆に土壌②土壌に沈着してからの経過時間からの放射性セシウムの溶出を促進する可能性

同じ土壌であっても，放射性核種が土壌に沈もある。

着してからの経過時間の違いが経根吸収される

アンモニウムイオンは，植物根による放射性量に影響する場合がある。このような現象はエセシウム吸収を抑制する効果は小さいが，土壌イジング効果と呼ばれている。放射性セシウムから溶出させる効果はカリウムよりも大きい。の経根吸収は，エイジング効果によって減少す

畑土壌では，硝酸化成作用によってアンモニアることが知られている。これは，放射性セシウ態窒素は時間の経過とともに硝酸態窒素に変化

ムが土壌に沈着してから時間が経過するにつれするが，アンモニア系窒素肥料の施用は，一時て，土壌にセシウムがより強く保持されること的に放射性セシウムの経根吸収を促進する場合によって，植物が吸収できるセシウムが減少しがある。また，水田土壌では，湛水によって還ていくためである。牧草栽培の実験では，セシ元が進んだ状態ではアンモニア態窒素が主体とウムを添加直後に播種した場合よりも，数か月なり，畑土壌と比べるとセシウムが土壌溶液に後に播種した場合のほうが牧草中のセシウム濃溶出しやすい状態にあるといえる。水稲は陸稲度は低かった（塚田ら，2010）。

よりも放射性セシウムを多く吸収したという報より長期的な変化は，1986 年のチェルノブ
イリ事故後に周辺地域で得られたデータが参考になる。移行係数は 1987 年から 1989 年にかけて速やかに減少し，その後はゆるやかに減少す告がある（天正ら，1959・1961）。

（4）作物体中の放射性核種の分布
経根吸収によって取り込まれた放射性核種3――放射性物質による汚染とその対策

は，作物体内で一様に分布するわけではない。

0.0094％であり，土壌から除去される割合は無各部位への分配（転流）とその後の作物体内で視できるほど小さい（Tsukada et al., 2008）。の再分配（再転流）により，各部位によって濃キャベツ葉部を外葉部（外側の開いている非度が異なる。放射性ストロンチウムの作物体内可食部）と球葉部（内側の結球している可食部）での分布は，よく似た性質をもつ同族元素のカに分けてセシウムとストロンチウムを測定したルシウムと同様である。一方，放射性セシウム

結果，両元素とも蒸散の盛んな外葉中の濃度がは，その同族元素のカリウムの分布と類似した高かった。球葉部中の濃度に対する外葉部中の傾向にあるが，その分布割合は必ずしも一致し濃度比は，セシウムが約 3 倍，ストロンチウムない（Tsukada et al., 2002）。

が約 10 倍であった（Tsukada et al., 2002）。

イネの場合，白米の放射性セシウム濃度は玄米に比べて 30 〜 50％程度低いことが知られている（駒村ら，2006）。これは放射性セシウムがカリウムと同様にぬかの部分に比較的高濃以上示したように，同じ作物であっても部位によって放射性核種濃度は異なっている。

（5）水田での放射性核種の動きと特徴度に含まれているためである。水稲の収穫時に福島原発事故後，山間部の一部の水田で暫定おける部位別の Cs-137 および Sr-90 濃度と存規制値を超える放射性セシウムが報告されてい在割合の例を第 2 表に示した（Tsukada et al.,る。原因として，カリウムの不足，根張りの2008）。これは 1997 年に実験圃場の水田で栽培深さ，泥水などの流入による放射性セシウムされたものである。検出された Cs-137 と Sr-90の供給などが考えられる（福島県・農林水産は，過去の大気圏核実験に由来するものであ省，2011）。外国の研究例（Myttenaere et al.,り，土壌から経根吸収されたものと考えられ1969）では，土壌を経由してイネに移行する放る。Cs-137 は，稲体のなかでは白米で最も低く，射性セシウムの割合は小さいが，水に溶けた状ぬかで最も高い濃度を示す。一方，Sr-90 は白態（イオン態）で直接吸収される場合には，き米で最も低いが，わらで最も高い濃度にあり，わめて移行しやすいことが報告されている。

両核種の濃度パターンは異なっている。稲体各

森林中の放射性セシウムは，圃場に比べ動き部位の放射性核種濃度と乾燥重量から，部位別やすい（植物に利用されやすい）状態で存在し，の存在割合を求めたところ，稲体に吸収され森林生態系を循環していると考えられる（塚田たもののうち，白米に移行した割合は Cs-137

ら，2011）。そのため，森林から定常的に灌漑が 10％，Sr-90 が 0.5％であり，その他の大部水を供給している水田や，森林から大雨などで分が非可食部（ぬか，籾がらとわら）に存在し流出した水を直接の水源とする水田では，イネていた。また，耕作層（0 〜 20cm）に含まれ中放射性セシウム濃度が高くなる可能性がある放射性核種のうち稲体地上部へ移行した割合る。また，粘土鉱物がきわめて少ない砂質土壌を 算 出 す る と，Cs-137 は 0.0030 ％，Sr-90 はや泥炭土も放射性セシウムを保持する能力が少ないため，作物への移行率の高いことが知られ

第 2 表 水稲中のフォールアウト Cs-137 およびSr-90 の各部位別濃度と存在割合の例
Cs-137

Sr-90（％）（Bq/kg）（％）

白 米
ぬ か籾がらわ ら根0.0048
0.041
0.021
0.022
0.010

109106560.012
0.35
0.28
1.2
0.99

0.5
2380
14

土4.4

4――

5.6

種濃度が高くなることが予想されるため，詳細な調査を実施しその原因を明らかにしたうえ（Bq/kg）

壌ている。このような水田では，イネ中放射性核で，それぞれの圃場に適した対策が必要である。
また，湛水による作土層の還元が進行した嫌気的な条件では，土壌溶液中の窒素の主要な形態はアンモニア態となるため，土壌中の放射性セシウムが比較的溶出しやすく動きやすい状態

放射性核種の作物への移行になる。そのため，適度な落水を行なう好気的な水管理によって放射性セシウムの吸収をある程度抑制できる可能性も考えられるが，現在のところ実証的なデータは得られていない。
事故直後に，大気から降下した放射性セシウムが稲わらに付着し，これが飼料用として使われたために牛肉の汚染を引き起こした。今後は大気からの放射性核種の降下による稲わらの汚染は考えにくいが，経根吸収された放射性セシ
ウムの大部分は稲わらや籾がらなどの非可食部に存在する。土壌中の放射性セシウム降下量が多かった地域では，非可食部の扱い，とくに飼料への利用については暫定許容値以下であることに十分に注意する必要がある。
＊
日本で過去に例のない大規模な原子力発電所事故が起こり，生産現場に大きな混乱を招いた。放射性核種に汚染された農地の技術的な対策は，現在農林水産省や福島県の農業試験研究機関などで検討されているが，まだ確立されていない状況である。また，これまでにチェルノブイリ原子力発電所事故などでの対策事例のない水田や黒ボク土における放射性セシウムの振舞いについては，科学的な理解が十分に進んでいない。今後の実証的なデータに基づく適切な管理方法の確立が待たれる。
また，過度な対策は，農地の生産力を損なうだけでなく，無用な風評被害を生み出すことにもつながりかねない。生産者，消費者ともに，放射能を正しく理解し，科学的根拠に基づいたうえで，汚染レベルに応じた効率的対策が求められる。
執筆 塚田祥文・武田晃（（財）環境科学技術研究所）

参 考 文 献Carini, F., I. A. Scotti and P. G. D'Alessandro. 1999.
134

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農文協刊『最新農業技術

土壌施肥 vol.4』より（2011 年 12 月執筆）