日本保健物理学会シンポジウム I「福島事故後の内部被ばくの課題の解決に向けて－不溶性粒子と短半減期核種－」

内部被ばく影響評価委員会

Japan Health Physics Society

日時： 平成 30 年 3 月 19 日（月） 13：30～17：00

場

所： 東京大学 本郷キャンパス 工学部 2 号館 221 講義室

主催： 一般社団法人 日本保健物理学会

共催： 一般社団法人 日本放射線安全管理学会

協

賛： 公益社団法人 大気環境学会
日本エアロゾル学会

日本保健物理学会シンポジウム I「福島事故後の内部被ばくの課題の解決に向けて－不溶性粒子と短半減期核種－」○ 日時：2018 年 3 月 19 日（月） 13：30～17：00○ 場所：東京大学 工学部 2 号館 221 講義室
http://www.u-tokyo.ac.jp/campusmap/cam01_04_03_j.html○ 趣旨：
内部被ばく影響評価委員会では、福島原発事故後の内部被ばくに関する諸問題の中で、線量評
価方法（摂取した放射能から線量を評価するまでの方法）に関する課題について取り組んできました。特に、比放射能の大きい不溶性微粒子（いわゆるセシウムボール）を吸入したときの線量評価方法や影響について、検討を行ってきました。
第一部では、事故後の内部被ばく線量評価に関する現状のほか、委員会メンバー以外から演者
2 名をお招きして、不溶性微粒子に関連するトピックについてお話し頂きます。第二部では、不溶性微粒子の吸入による内部被ばくの線量評価や影響に関して報告を行うとともに、事故直後に存在したテルル等の短半減期核種による内部被ばくに関しても報告を行います。第三部では、第一部、第二部における発表内容を中心とした総合討論を開催します。ご興味のある方は奮ってご参加ください。
○ プログラム：
13:30-13:40
開会挨拶
吉田 浩子（東北大：企画委員長）

【第一部】
座 長

甲斐 倫明（大分看護科学大）13:40-14:00
福島事故後の内部被ばく線量評価の現状
石川 徹夫（福島医大）
14:00-14:25
福島事故後の不溶性粒子の検出の地域分布と拡散予測
森口 祐一（東京大）1

14:25-14:50
住家内での再浮遊エアロゾルと作業者の WBC 測定例
吉田 浩子（東北大）
14:50-15:00（休憩）

【第二部】
座

長

石川 徹夫（福島医大）

15:00-15:25
不溶性粒子の吸入による内部被ばく線量の評価
真辺 健太郎（原子力機構）
15:25-15:50
不溶性粒子の内部被ばくの影響をどう考えるか
甲斐 倫明（大分看護科学大）15:50-16:15
短半減期核種の内部被ばく
山口 一郎（保健医療科学院）
Alex Malins（原子力機構）
16:15-16:25（休憩）

【第三部】
座 長

甲斐 倫明（大分看護科学大）16:25-17:00
総合討論

17:00-17:05
閉会挨拶
吉田 浩子（東北大：企画委員長）

2

3

【第一部】

座長：甲斐 倫明（大分看護科学大）4

5

福島事故後の内部被ばく線量評価の現状

石川徹夫（福島医大）6

7

本日の内容１．事故後の内部被ばく線量評価に関する現状と課題

福島事故による内部被ばく線量評価の現状と内部被ばく影響評価委員会の取り組み

２．体内に取り込まれたセシウムの動態－事例紹介－
３．まとめ

日本保健物理学会
内部被ばく影響評価委員会
石川徹夫（福島県立医科大学）

内部被ばく線量ー現状

内部被ばく線量－事故後初期
空気中濃度の測定

ホールボディカウンタによる内部被ばく検査

累計で30万人以上を検査してほとんどが1mSv未満（福島県発表）
1mSv以上は26名（2011年度に検出）

食品・飲料水中
濃度の測定

呼吸率など

千数百人程度

摂取量

初期の空気中、食品中、飲料
水中濃度データは限定的

初期の内部被ばく線量を推定する研究

大気浮遊塵の測定

食品、飲料水モニタリング
陰膳調査2011/6末以降

福島県 放射線監視室ホームページ等に情報掲載

8

 シミュレーションで初期の空気中濃度を再現
 事故後初期の食品、飲料水摂取からの摂取量を推計 テルルなどの短半減期核種の寄与
環境省「放射線による健康影響等に関する統一的な基礎資料 平成28年度版 」

セシウムの線量係数（吸入）

摂取量から線量へ（セシウム）

摂取量（Bq）

内部被ばく線量（Sv）

線量係数（Sv/Bq）
放射性物質の
 血液中への溶けやすさ
 体の中に留まっている時間
 体の中での分布の状況などを考慮して評価した係数

従来、セシウムについては
 血液中へ溶けやすい 速やかに全身ほぼ均一に分布
 体内半減期：3か月程度（成人）として評価された線量係数を使用

ICRP 119によるCs‐137の線量係数（Sv/Bq）Cs

線量係数（Sv/Bq）

血液中への
溶解速度

成人

1歳児

速い

4.6E-09

5.4E-09中程度

9.7E-09

2.9E-08

遅い

3.9E-08

1.0E-07

通常用いられている線量係数10倍程度（以上）大きい

不溶性のセシウム微粒子が環境中から見つかっている

線量係数の導出には様々な係数、モデルが使用されている

内部被ばく影響評価委員会：
不溶性のセシウム微粒子に関する線量評価方法の検討

体内に取り込まれたセシウムの動態

本日の内容

環境中から不溶性のセシウムが見つかっている
人体に取り込まれたセシウムについてはどうか？
１．事故後の内部被ばく線量評価に関する現状と課題
仮に、人体に取り込まれたセシウムの中で、不溶性微粒子が大半を占めるのであれば、セシウム体内量がなかなか減らないはず（年単位で留まる）

２．体内に取り込まれたセシウムの動態－事例紹介ー
３．まとめ WBCで同一被験者のセシウム体内量を複数回にわたって測定した例などから、ある程度の示唆が得られる
 特に、事故から比較的早い時期の測定であれば初期に吸入したセシウムが体内に残留している可能性も

96南相馬市におけるWBC測定結果

体内で長期に残留するセシウム
作業者のセシウム体内量を継続的にWBCで測定した結果

セシウム検出率の推移
同一被験者の複数回測定結果を紹介

Nakano et al, Radiat Prot Dosim 170, 315‐317 (2016)

最初の800日の半減期 116日（平均）南相馬市HPより引用 http://www.city.minamisoma.lg.jp/index.cfm/10,2033,61,344,html

長期に残留する成分が観察される（ただし、割合としてはごく少ない）
長期に残留している成分は、胸部に留まっていることが示唆される

三春町における繰り返し測定

ひらた中央病院におけるWBC測定結果

Hayano et al. Proc. Jpn. Acad., Ser. B 90 (2014) より作成

測定機関：ひらた中央病院
測定期間：2011年10月17日～2012年11月30日（2012年3月1日以降は検診着に着替えて測定）
被験者数：32,811人（73％が福島県在住）対象者：6歳から15歳までの学童対象となる 測定された児童の数 児童の数

受診率（％）

セシウム 検出率
検出者数 （％）

実施年度

測定期間

2011年度

11月24日～2012年2月2日

1585

1494

94.3

54

3.6

2012年度

9月3日～
11月8日

1456

1383

95.0

0

0

2013年度

9月2日～
11月29日

1433

1338

93.4

0

0

Hayano et al. Proc. Jpn. Acad., Ser. B 89 (2013)より引用

セシウム検出率の推移
同一被験者の複数回測定結果を紹介
ひらた放射能検査センターHPより引用 http://www.fukkousien‐zaidan.net/research/index.html※2011年度は検診着に着替えをせずに測定
1回目の測定（2011年度）で、セシウムが検出された児童の2回目測定結果を紹介
三春町HPより引用http://www.town.miharu.fukushima.jp/uploaded/attachment/4418.pdf

10本日の内容まとめ 様々な検査から、事故による内部被ばくは現在では非常に低いレベルであることがわかっている。
 事故後初期の内部被ばくの実態には未解明の部分がある。初期の体外計測データや環境中の放射性物質濃度データの不足を補って、被ばくの全体像を明らかにする研究が続けられている。

１．事故後の内部被ばく線量評価に関する現状と課題
２．体内に取り込まれたセシウムの動態－事例紹介ー 内部被ばく影響評価委員会では、主に線量評価法に関する課題について取り組んできた。具体的には、比放射能の高い不溶性微粒子（いわゆるセシウムボール）に関する線量評価の研究を進
めてきた。

３．まとめ

 限られた数ではあるが、事故後比較的早い時期に行われた同一
被験者の再検査、あるいは同質な集団の繰り返し測定の結果を紹介した。これらの事例からは、体内に取り込まれたセシウムの大半は可溶性であったと考えられる。

11

福島事故後の不溶性粒子の検出の地域分布と拡散予測

森口祐一（東京大）1213福島事故後の不溶性粒子の検出の地域分布と拡散予測○森口祐一（東京大学大学院工学系研究科都市工学専攻）

はじめに
東京電力福島第一原子力発電所の事故により、大量の放射性物質が環境中に放出された。この
うち、大気への放出は、呼吸由来の初期被ばくをもたらすとともに、移流・拡散・沈着によって地表のさまざまな媒体へと移行する。事故の影響に関する調査研究が進む中で、セシウムを多く含む不溶性粒子が発見され、環境中での挙動や、体内に取り込んだ場合の影響に関心が寄せられてきた。演者は、呼吸由来の初期被ばくに関する研究プロジェクトの代表者として、この課題に取り組んできた。本講演では、研究プロジェクトの概要を紹介するとともに、不溶性セシウム粒子に関する調査研究の動向を検出された地域の分布に留意しつつレビューする。また、上記プロ
ジェクトにおいて初期被ばくの再現のために実施中の大気移流拡散沈着シミュレーションを用いた、不溶性セシウム粒子の拡散予測の試算結果についても報告する。なお、本報告は、次項で紹介する研究課題への参画者、協力者との共同の成果である。
1. 大気由来の初期被ばく再現研究プロジェクトの概要
環境省（平成 29 年度からは環境再生保全機構）所管の競争的資金である環境研究総合推進費によって、平成 27~29 年度の 3 か年、「原発事故で放出された微粒子等のばく露評価とリスク評価の」を実施してきた。本研究は、大気中での物質の移流・拡散現ための学際研究（課題番号 5-1501）
象の解明、大気中の微粒子に含まれる成分の分析、放射性物質の性状を考慮した線量評価など、異なる専門分野の研究者の学際的な連携により、各分野の最新の知見を統合した被ばく線量評価
手法を構築することによって、事故後初期に放出された放射性物質の吸入に伴う健康リスクのより適正な評価に役立てることを目的としたものである。とくに、放射性核種の時空間分布などの最新の情報を活用し、より精緻な線量評価を行う点に特徴がある。
2. 福島事故由来の不溶性セシウム粒子研究のレビュー
球状の不溶性セシウム含有粒子（いわゆるセシウムボール）については、2013 年の気象研究所の足立らの論文 1)、2014 年の東京理科大学の阿部らの論文 2)によって、その存在と性状が明らかにされた。ケイ酸塩ガラスが主でセシウムのほか、鉄、亜鉛などを含む。これらの論文は、2011
年 3 月 14~15 日に茨城県つくば市で大気中から採取された試料についてであるが、その後の他の論文 3), 4)で、同種の粒子が福島県内の地表から発見されたことが報告され、粒子の微細構造の解明も進められてきた 5) 。また、2016 年 6 月に横浜で開催された国際学会で、2011 年 3 月 15 日に東京都内でフィルタに採取されたセシウムは 80~89%がガラス状微粒子であったことが九州大学を中心とする研究チームから報告された 6)。このグループは、原発近傍の土壌からの検出について論文発表 7) ,8)しており、球状、非球状の両方が報告されている。
一方、こうした直径数μm 以下の粒子のほか、より大粒径、高放射能の粒子も発見についても
報告 9),14)されており、前者を A タイプ、後者を B タイプと呼ぶのが通例となりつつある。但し、微小な A タイプで球状以外のもの、より大粒径の B タイプで球状のものも報告されており、「セシウムボール」という名称で一括りにするのは必ずしも適切ではない。こうした粒子の生体影響については、日本保健物理学会内部被ばく影響評価委員会で検討されており、2017 年 3 月に公開で行われたシンポジウムで進捗状況が報告 10)された。
2017 年 3 月の原子力学会では、原発に近い帰還困難区域の家屋内での清掃作業時に着用したマスクから、球状だけでなく非球状で、組成が最初に発見されたセシウムボールと類似のセシウム粒子の発見が報告され、その後論文 11)として発表された。これらの粒子がいつ、どこに飛来したかは解明途上であるが、大気浮遊粒子状物質（SPM）の測定局のテープ状ろ紙を用いた分析を、
上記 1.で紹介した研究プロジェクトの一環として、東京理科大学、気象研究所などの協力を得て実施し、その成果を 2017 年 5 月の本地球惑星科学連合の 2017 年大会ではじめて発表した。その内容については、その後、TV 番組、全国紙、地方紙等で報道されてきた。

14

最近では、最初の発見者である足立によるレビュー論文 13)が発表され、河川水中の不溶性粒子など新たな論文掲載が続いており 14)-16) 、本シンポジウムの開催を控えた 2018 年 3 月上旬には、複数の民放 TV でこの問題が報道された。
3. 不溶性セシウム粒子の検出の地域分布
上記 2.で触れた 2 つのタイプの粒子のうち、より大粒径の B タイプは、福島第一原発近傍の北~北西方向の地表から検出されており、2011 年 3 月 12 日午後の 1 号機水素爆発時の飛散が原因との説 14)がある。一方、A タイプは最初に茨城県つくば市で発見されたことに端的に表れているよ
うに、福島県内外の広範囲にわたるさまざまな媒体から検出されている。次項で述べる関東広範囲で事故後初期に採取された大気中試料のほか、福島県内の河川水 15)や地表（杉の葉や不織布 3)、
土壌 4)）から検出されてきた。原発近傍では室内からも検出されたこと 11)は先述のとおりである。
セシウムの沈着量が多く空間線量の高い地域が原発北西方向に延びていることがよく知られているが、15 日夕刻以降のこの方向への高密度のセシウムの沈着をもたらしたのは主に 3 号機からの放出と考えられている。一方、Cs-134/Cs-137 比や当時の炉内事象の進展などから、A タイ
プの粒子の放出源は 2 号機とする説が有力である。森林内でのセシウムの動態解明の研究から得られた林内での循環などの挙動は、不溶性粒子が主では説明しにくいため、地表に沈着したセシ
ウムは水溶性のものが主の地域もあると考えられる。地表沈着に占める不溶性粒子の割合の地域
分布の解明には、土壌中の不溶性セシウム粒子の測定が必要となるが、水溶性セシウムも土壌鉱物粒子に吸着して不溶性となるため、これらの分離が課題である。
4. 大気汚染測定用ろ紙の実測と大気拡散沈着モデルに基づく不溶性粒子の拡散予測
上記 1 で紹介した研究プロジェクトでは、SPM 常時監視測定局のテープ状ろ紙を用いた測定によって、事故後初期の放射性核種の時空間分布を明らかにすることを特徴としており、このデータは大気移流拡散沈着モデルの検証、改良にも有用である。SPM ろ紙を用いた測定では、関東地方の広い範囲で 2011 年 3 月 15 日午前~昼すぎにかけて A タイプの粒子が検出されたことを既に報告した 12)。このほか、福島県中部の測定局のろ紙上でも A タイプの粒子を確認した。当時の風向・風速から逆算すると、3 月 14 日深夜ないし 15 日未明に放出されたものと推定される。A タイプの粒子の放出がいつまで続いていたかは解明途上であるが、14 日夜から約半日の間、放出が続いていたと仮定して、拡散予測と線量評価を試行した結果を報告予定である。
［謝辞］
本報告とくに 4.の研究実施においては、下記の研究分担者・研究協力者の協力を得ている。また、1.で紹介した課題のサブテーマ(4)は、日本保健物理学会内部被ばく影響評価委員会が実施主体である。
さらに、2.および 3.の研究動向については、不溶性セシウム粒子に関する分野横断的な研究集
会への参加者から多くの有益な情報を提供いただいた。記して謝意を表する。
鶴田治雄(リモート・センシング技術センター) ，海老原充・大浦泰嗣・白井直樹(首都大学東京
理工学研究科) ，中島映至(宇宙航空研究開発機構) ，大原利眞・高木麻衣・森野悠・五藤大輔・
中山祥嗣（国立環境研究所），五十嵐康人・足立光司（気象研究所），中井泉・阿部善也・小野﨑晴佳（東京理科大学）

15

［引用文献］
1. Adachi et al. :Emission of spherical cesium-bearing particles from an early stage of the Fukushima
nuclear accident. Sci. Rep., 3:2554 (2013) http://www.nature.com/articles/srep02554
2. Abe et al. Detection of Uranium and Chemical State Analysis of Individual Radioactive Microparticles
Emitted from the Fukushima Nuclear Accident Using Multiple Synchrotron Radiation X-ray Analyses.
Anal. Chem., 86 (17), pp 8521–8525 (2014) http://pubs.acs.org/doi/abs/10.1021/ac501998d
3. Yamaguchi et al.: Internal structure of cesium-bearing radioactive microparticles released from
Fukushima nuclear power plant, Sci. Rep., 6:20548 (2016)
4. Satou et al. :First successful isolation of radioactive particles from soil near the Fukushima Daiichi
Nuclear Power Plant, Anthropocene, 14, 71-76, (2016)
http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S2213305416300340
5. Kogure et al. :Constituent elements and their distribution in the radioactive Cs-bearing silicate glass
microparticles released from Fukushima nuclear plant. Microscopy 65, 451–459 (2016)
6. Imoto et al.: Cesium-rich micro-particles unveil the explosive events in the Fukushima Daiichi Nuclear
Power Plant, Goldschmidt Conference Abstracts 1253 (2016)
https://goldschmidt.info/2016/uploads/abstracts/finalPDFs/1253.pdf
7. Furuki et al.:Caesium-rich micro-particles: A window into the meltdown events at the Fukushima Daiichi
Nuclear Power Plant, Sci. Rep., 7:42731 (2017)
8. Imoto et al.:Isotopic signature and nanotexture of cesium-rich microparticles: Release of uranium andfission products from the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant, Sci. Rep., 7:5409 (2017)
9. 小野ら: 福島第一原子力発電所事故により 1 号機から放出された放射性粒子の放射光マイク
ロビーム X 線分析を用いる化学性状の解明，分析化学，66(4), 251 (2017)https://www.jstage.jst.go.jp/article/bunsekikagaku/66/4/66_251/_article/-char/ja/
10. 日本保健物理学会シンポジウム 「福島事故を内部被ばくから考える」実施報告 (2017)
http://www.jhps.or.jp/cgi-bin/news/page.cgi?id=54
11. Higaki et al. :Discovery of non-spherical heterogeneous radiocesium-bearing particles not derived from
Unit 1 of the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant, in residences five years after the accident, J
Environ Radioact. 177:65-70 (2017)12. 小野﨑ら：SPM テープ濾紙より分離された放射性エアロゾルの放射光 X 線複合分析による化
学・物理的性状解明、日本地球惑星科学連合 2017 年大会
13. 足立光司：原子力発電所事故で放出された不溶性放射性粒子の形態と組成 ,エアロゾル研
究,32(4) (2017)14. Satou et al.: Analysis of two forms of radioactive particles emitted during the early stages of the
Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Station accident, Geochemical Journal, 52 (2018)15. Miura et al. :Discovery of radiocesium-bearing microparticles in river water and their influence on thesolid-water distribution coefficient (Kd) of radiocesium in the Kuchibuto River in Fukushima,
Geochemical Journal, 52 (2018)16. Yamaguchi et al.: Structures of radioactive Cs-bearing microparticles in non-spherical forms collected in
Fukushima, Geochemical Journal, 52 (2018)16日本保健物理学会シンポジウム Ⅰ
福島事故後の内部被ばくの課題の解決に向けて －不溶性粒子と短半減期核種－
2018年3月19日（月） 13:30－17:00 於：東京大学工学部2号館221号室

本報告の構成1. 大気由来の初期被ばく再現研究プロジェクトの概要
環境研究総合推進費5-1501「原発事故で放出された微粒子等のばく露評価とリスク評価のための学際研究」

福島事故後の不溶性粒子の検出の地域分布と拡散予測（（当日投影したものをもとに一部修正加筆）

2. 福島事故由来の不溶性セシウム粒子研究のレビュー

森口祐一（東京大学大学院工学系研究科）
環境研究総合推進費5-1501課題代表者

3. 不溶性セシウム粒子の検出の地域分布
本研究の実施においては、上記課題の下記の研究分担者・研究協力者および日本保健物理学会内部被ばく影響評価委員会のメンバ―の協力を得ている。
鶴田治雄(リモート・センシング技術センター),海老原充・大浦泰嗣・白井直樹(首都大学東京),中島映至(宇宙航空研究開発機構),大原利眞・高木麻衣・森野悠・五藤大輔・中山祥嗣（国立環境研究所），五十嵐康人・足立光司（気象研究所），中井泉・
阿部善也・小野﨑晴佳（東京理科大学）
また、研究動向については、不溶性セシウム粒子に関する分野横断的な研究集会への参加者から多くの有益な情報を提供いただいた。
1

4. 大気汚染測定用ろ紙の実測と大気拡散沈着モデルに基づく不溶性粒子の拡散予測
2

背景：事故由来放射性物質の被ばく経路と初期内部被ばくの不確実性

5-1501プロジェクト：研究の概要と目的

本研究では事故直後の放射性プルーム(汚染空気塊)による呼吸経由の初期内部被ばくに焦点をあてる
・甲状腺への影響の観点からI-131等の短寿命核種
・不溶性粒子（仮称：Csボール）を含むCs-134，Cs-137←気象研究所が発見したセシウム球状粒子（不溶性、粒径2～3μm程度、１個で数Bq）[写真提供：気象研究所五十嵐康人室長]
2.6 µm

出典：環境省 放射線による健康影響等に関する統一的な基礎資料•

本研究は、原発事故により大気中に放出された放射性物質の性状と時空間分
布を再現し、吸入ばく露に伴うリスクの評価の高度化に必要な、より精緻な線
量評価手法の提示を目的とする。とくに、事故後初期に採取された大気中微粒
子試料に含まれる放射性核種の構成比と性状を解明する実験科学的手法と、環境への放出から人への影響に至る過程を記述する拡散モデル、ばく露モデ
ル、線量評価モデル等の数理的手法の組み合わせにより、初期被ばく線量の不確実性の低減のために求められる知見の集積を目指す。

•

大気中での物質の移流・拡散現象の解明、大気中の微粒子等に含まれる成分の分析、放射性物質の性状を考慮した線量評価など、異なる専門分野の研究者の学際的な連携により、各分野の最新の知見を統合した被ばく線量評価手法を構築することによって、事故後初期に放出された物質の吸入に伴う健康リ
スクのより適正な評価に役立てることを目的とする。

•

とくに、放射性核種の時空間分布などの最新の情報を活用し、より精緻な線量評価を行う点に特徴がある。こうした成果を、別途実施されている放射線の健康影響に係る調査研究事業に反映させることで、リスク評価の高度化を実現する役割を担う。
4

原子放射線の影響に関する国連科学委員会（UNSCEAR）報告

被ばく経路(Exposure pathways)
1. 放射性雲の浸漬（外部被ばく、吸入および皮膚汚染）2. 地表沈着物、再浮遊物質による外部
被ばく、吸入3. 農畜産物（加工品も含む）や陸生生物の摂取
4. 飲料水の摂取
5. 水生生物の摂取
UNSCEAR報告における初期被ばく評価• 甲状腺の推定吸収線量が最も高かったのはいわき市で約50mGy• 約3分の1が吸入摂取、約3分の2が経
口摂取によると推計• 初期の被ばく線量の実測データ不足のため、不確実性が大きい

317

課題全体の構成図 (サブテーマ間の役割分担と相互連携)

推進費研究5-1501の全体の枠組み
サブ(5)統合モデル（大気拡散モデル）

サブテーマ(1)[東大]
大気放出からばく露評価・リスク評価に至る総合解析手法の設計（研究全体の統括・管理）
炉内事象の専門家からの情報提供

サブテーマ(5)[国環研]
大気拡散・ばく露評価統合モデルの構築

福島県内外における被ばく線量評価

ばく露評価モデルの構築と拡散モデルとの結合

サブテーマ(4)[日本保健物理学会]
微粒子性状および短寿命核種の寄与を考慮した線量評価の精緻化

拡散モデルの
検証・改良

放出源
の情報

大気中濃度

気象データ（風向、風速、降水量など）
地表沈着密度
サブテーマ(3)[JAXA]
初期被ばく評価の精緻化のための大気中放射性核種の時空間分布の再現

他機関の協力

SPM計ろ紙上の不溶性Cs粒子計測
サブ(4)線量評価の精緻化
Csの性状
を考慮した
線量評価

短寿命
核種の
寄与

モデルの検証航空機ﾓﾆﾀﾘﾝｸﾞ、
地上測定による
地表沈着量分布の推計・実測値

大気中Cs-137濃度の時
空間分布推計
先行研究＋追加測定（不溶性Cs粒子の寄与）

核種比の整合性確認
事故直後の
大気中核種
の痕跡を残
す試料探索

事故直後のI-131測定値のある試料や近傍のI-129
測定によるI-129/I-131比

事故直後の空間
線量率の実測値
空間線量測定データの波高解析による核種構成の推定I-129を介した粒子状I-131の時空間分布推定

SPM計ろ紙
Cs-137、I-129測定
I-129/Cs-137比

本研究の時空間分布の再現結果との比較に用いるデータ群（サブ(1)で比較・検証）

プリューム毎の粒子状I-131と全I-131の関係

サブ(2)SPMろ紙測定
I-129測定対象選定の参考
事故直後の実測値
I-131/Cs-137比I-131の形態
他の短寿命核種

大気中I-131濃度の時空間分布推計

住民行動のデータ、
シナリオ

被ばく線量分布推計

線量推計モデル5

今回の保健物理学会シンポの主な報告内容

大気汚染常時監視測定局のろ紙試料を用いた核種の時空間分布再現

地表沈着密度サブ(3)時空間分布再現

炉内インベントリ：
I-129、I-131、Cs-134、Cs-137、I-131以外の短寿命核種の比

不溶性Cs粒子（セシウムボール）の成因、性状解明

沈着過程
の再現

大気中濃度

モデルの検証ｿｰｽﾀｰﾑ研究への反映

号機・事象別の核種比

球状セシウム粒子の動態・性状解明に関する研究協力
サブテーマ(2)[首都大]SPM計のろ紙分析による放射性核種比の再現

放出量の 拡散過程の再現
情報

炉内事象に関
する知見

被ばくに
よるリスク

吸入による
被ばく

気象データ（風向、風速、気温の鉛直分布、降水量など）

日本学術会議WG

6

サブ(5)統合モデル（ばく露線量モデル）

双葉、楢葉、原町局およびその周辺のMPの測定値の解析(Tsuruta et al., Geochemical Journal, 52, 2018) =2018年3月8日 論文全文・データをオープンアクセス公開

a 1.E+05 P1v P1 P1'• 大気中Cs-137濃度の最大値は1.E+04
3月12日14-15時（水素爆発前）の
1.E+03 p1
双葉局の13,600Bq/m3,
1.E+02→同日夜に南相馬にも到達
1.E+01• それに次ぐのは、15日未明の
1.E+003
楢葉局の8,300Bq/m
1.E‐01→首都圏、北関東、中通りへも移流
1213
1.E‐02• これらはMPの線量ピークと一致。
360 N
MPが測定不能となった後も含め
b 315
原発北側、南側ともに断続的に多270 W
くのプルームが通過したことを解明
225

P3

FutabaP5

P6

P (Haramachi)
Futaba (Cs‐137)
Futaba (DL)Haramachi (Cs‐137)
Haramachi (DL)Kamihatori (RD)Yamada (RD)

P8

P10

10
8
P11
6
4

Precipitation (mm h‐1)

3月15日15時の大気中137Cs濃度分布

Cs‐137 (Bq m‐3), RD (µSv h‐1)

2
14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

25

0

原発20km圏の双葉局、楢葉局のろ紙を追加入手、測定Time of hour (JST; March 12‐25, 2011)

180 S
135
90 E

FD2NPP45

1.E+05

Cs‐137 (Bq m‐3), RD (µSv h‐1)c 1.E+04

12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

24

P2

P (Iwaki)

P4 P4'

Naraha (Cs‐137)

10

TimeNarahaof hour (March 12‐25, 2011)

P5'

Naraha (DL)P8'

P9 P9'

8

FD2NPP (RD)

1.E+03

Yamadaoka (RD)

1.E+026

1.E+014

1.E+002

1.E‐01
12

13

14

15

16

17

18

19

20

21

22

23

1.E‐02

7

18

0
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先行研究の Tsuruta, H. et al. (2014) Sci. Rep. 4, 6717
成果：
Oura, Y. et al. (2015) J. Nucl. Radiochem. Sci., 15
β線式SPM計のテープ状ろ紙
本研究の成果： Tsuruta, H. et al.(2018) Geochem, 52

25

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0c

Precipitation (mm h‐1)

(MP：福島県原子力センターのモニタリングポスト)

Wind direction (degree)

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0:00
6:00
12:00
18:00
0:00

環境省の依頼により地方自治体の400地点
以上の測定局から収集されたSPM計のろ紙を首都大学東京で一括保管。

Time of hour (JST; March 12‐23, 2011)

8

SPMろ紙分析やATDMから判明した事故後初期の主なプルーム

不溶性セシウム粒子に関する主な研究発表と報道の経過
•
•
•
•

•
•
•
•

出典:Nakajima et al., Progress in Earth and Planetary Science (2017) 4:2, Fig. 15•

不溶性セシウム含有粒子（いわゆるセシウムボール）については、2013年の気象研究所の足立らの論文1)、2014年の東京理科大学の阿部らの論文2)によって、その存在と性状が明らかにされた（ケイ酸塩ガラスが主でセシウムのほか、鉄、亜鉛などを含む）。
この問題を扱った番組サイエンス・ゼロ「謎の放射性粒子を追え！」が、2014年12月21日にNHK-Eテ
レで放映された。
上記論文は、2011年3月14~15日に茨城県つくば市で大気中から採取された試料についてであるが、その後の他の論文3), 4)で、同種の粒子の福島県内の地表からの発見が報告され、粒子の微細構造の解明も進められてきた 5) 。
また、2016年6月に横浜で開催された国際学会で、2011年3月15日に東京都内でフィルタに採取されたセシウムは80~89%がガラス状微粒子であったことが九州大学を中心とする研究チームから報告さ
れ6)、一部の全国紙でも報道された。九大グループは、原発近傍の土壌からの検出について論文発表7) ,8)しており、球状、非球状の両方が報告されている。
一方、こうした直径数μm以下の粒子のほか、より大粒径、高放射能の粒子も発見についても報告
9),14)されている。微小でも球状以外のもの、大粒径でも球状のものも報告されている。
こうした粒子の生体影響については、日本保健物理学会内部被ばく影響評価委員会で検討されており、2017年3月に公開で行われたシンポジウムで進捗状況が報告10)された。
2017年3月の原子力学会では、原発に近い帰還困難区域の家屋内で着用したマスクから、球形だけでなく非球形で組成が類似のセシウム粒子の発見が報告され、その後論文11)として発表された。
これらの粒子がいつ、どこに飛来したかは解明途上であるが、大気浮遊粒子状物質の測定局のテー
プ状ろ紙を用いた分析を、環境省の研究プロジェクトの一環として、東京理科大学、気象研究所などの協力を得て実し、関係自治体の内諾を得て、その成果を2017年5月25日の日本地球惑星科学連合の2017年大会ではじめて発表した12)。その内容については、NHK-TV（クローズアップ現代）、全国紙（日経）、地方紙等で報道されてきた。
その後も、最初の発見者である足立によるレビュー論文13)が発表され、河川水中の不溶性粒子など
新たな論文掲載が続いている14)-16) 。2018年3月には複数の民放TVでも報道された。

109

2種類の不溶性セシウム粒子の特徴
Aタイプ（仮称）

不溶性セシウム粒子検出の媒体、地域、報告者

Bタイプ（仮称）

媒体

参考画像

地域

タイプ・形状

報告者、報告資料、報告年

茨城県つくば市

A

球状

気象研Adachiら1)(2013)
東京理科大Abeら2)(2014)

関東広域

A

球状

福島県中部

A

球状

理科大・気象研・推進費5-1501グループ
12) (2017)、本報告(2018)

東京都内

A

球状

土壌

1F近傍

A

球状・非球状

地表

福島県内

A

球状

農環研Yamaguchi3)ら・東大Kogureら5)(2016)、Yamaguchiら16) (2018)

土壌・塵

１F北西約20km

A

球状・非球状

１F近傍

A･B 球状・非球状

筑波大→JAEA Satouら4)(2016)
Satouら15)(2018)

土壌

1F北側15km圏B

非球状理科大小野ら9) (2017)

北西15km以遠A

球状

室内塵 １F近傍

A

非球状

東大Higaki・東北大Yoshidaら11) (2017)

河川

A

球状

東大Miuraら15) (2018)

IP
大気

ろ紙のIP画像2.6 µm出典：足立(気象研)ら(2013)

出典 小野（理科大）ら(2017)

粒径0.数μm~数μm

数十μm~

１粒子あたりの放射能

0.数Bq~数百Bq

数十Bq~数千Bq

比放射能1011~1012Bq/cm3程度

108~1010Bq/cm3程度

形状

主に球形だが非球形も存在

主に非球形だが球形も存在

Cs-134/Cs-137比から 2号機推定される放出源推定される放出時期と
到達範囲

1号機

2011年3月14日深夜～15日午前 2011年3月12日
関東広域～福島県
北～北西側の帰還困難区域等1119

福島県口太川

九州大Imotoら6) (2016)
九州大Furukiら7),Imotoら8) (2017)

注：表中の大気試料は事故直後（2011年3月15日）に採取されたもの。それ以外は事故から数か月～数年経過した後に採取されたもの。

12

SPM常時監視用テープ状ろ紙からのCsボールの検出

不溶性セシウム粒子に関する主要文献
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.

（日本地球惑星科学連合2017年大会で発表）

Adachi et al. :Emission of spherical cesium-bearing particles from an early stage of the Fukushima nuclear accident. Sci. Rep.,
3:2554 (2013) http://www.nature.com/articles/srep02554
Abe et al. Detection of Uranium and Chemical State Analysis of Individual Radioactive Microparticles Emitted from the
Fukushima Nuclear Accident Using Multiple Synchrotron Radiation X-ray Analyses. Anal. Chem., 86 (17), pp 8521–8525(2014) http://pubs.acs.org/doi/abs/10.1021/ac501998d
Yamaguchi et al.: Internal structure of cesium-bearing radioactive microparticles released from Fukushima nuclear power
plant, Sci. Rep., 6:20548 (2016)
Satou et al. :First successful isolation of radioactive particles from soil near the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant,
Anthropocene, 14, 71-76, (2016) http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S2213305416300340
Kogure et al. :Constituent elements and their distribution in the radioactive Cs-bearing silicate glass microparticles released
from Fukushima nuclear plant. Microscopy 65, 451–459 (2016)
Imoto et al.: Cesium-rich micro-particles unveil the explosive events in the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant,
Goldschmidt Conference Abstracts 1253 (2016) https://goldschmidt.info/2016/uploads/abstracts/finalPDFs/1253.pdf
Furuki et al.:Caesium-rich micro-particles: A window into the meltdown events at the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant,
Sci. Rep., 7:42731 (2017)
Imoto et al.:Isotopic signature and nanotexture of cesium-rich microparticles: Release of uranium and fission products fromthe Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant, Sci. Rep., 7:5409 (2017)
小野ら: 福島第一原子力発電所事故により1 号機から放出された放射性粒子の放射光マイクロビームX 線分析を用いる化学性状の解明，分析化学，66(4), 251 (2017) https://www.jstage.jst.go.jp/article/bunsekikagaku/66/4/66_251/_article/-char/ja/
日本保健物理学会シンポジウム 「福島事故を内部被ばくから考える」実施報告 (2017) http://www.jhps.or.jp/cgibin/news/page.cgi?id=54
Higaki et al. :Discovery of non-spherical heterogeneous radiocesium-bearing particles not derived from Unit 1 of the
Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant, in residences five years after the accident, J Environ Radioact. 177:65-70 (2017)
小野﨑ら：SPMテープ濾紙より分離された放射性エアロゾルの放射光X線複合分析による化学・物理的性状解明、日本地球惑星科学
連合2017年大会
足立光司：原子力発電所事故で放出された不溶性放射性粒子の形態と組成 ,エアロゾル研究,32(4) (2017)
Satou et al.: Analysis of two forms of radioactive particles emitted during the early stages of the Fukushima Dai-ichi Nuclear
Power Station accident, Geochemical Journal, 52 (2018)
Miura et al. :Discovery of radiocesium-bearing microparticles in river water and their influence on the solid-water distribution
coefficient (Kd) of radiocesium in the Kuchibuto River in Fukushima, Geochemical Journal, 52 (2018)
Yamaguchi et al.: Structures of radioactive Cs-bearing microparticles in non-spherical forms collected in Fukushima,
Geochemical Journal, 52 (2018)
13

14

SPM常時監視用テープ状ろ紙からのCsボールの検出

SPM常時監視用テープ状ろ紙からのCsボールの検出（日本地球惑星科学連合2017年大会発表資料を一部修正）（日本地球惑星科学連合2017年大会で発表）

15

20

16

関東広域および福島県中部への到達時刻(協力：東京理科大学・気象研究所 ）SPM samples collected
on 15 th March 2011

7 partciles were sampled from SPM filters1)
collected at various places on 15 th March 2011.

←風向風速の表示時刻
大気中濃度は表示時刻
から1時間採取の値

注）当日は
コマ送り
動画で投影

128

⇒ Passing over whole area of the Kanto region64
32【A】 8:00~9:00【B】 12:00~13:00

16
8

F

SPMろ紙測定による大気中Cs-137濃度(Bq/m3)4B

2【C】 10:00~11:00 【D】 10:00~11:00(2 particles)

C
A

1

D
E

作図協力
森野悠氏
（国立環境研究所）18【E】 14:00~15:00 【F】 14:00~15:00 171) H. Tsuruta et al.: Sci. Rep. 4, 6717 (2014).

SPM測定局における3月15日7-19時のCs-137濃度の時刻積算値

2011年3月15日0時～16日24時の動画

注）当日は
動画で投影

3月15日の時刻別Cs137濃度の積算値(7‐19時）

500
450

8:00

9:00

10:00

11:00

12:00

13:00

14:00

15:00

16:00

17:00

18:00

19:00

Cs-137濃度(Bq/m3)の対数

移流拡散沈着モデルによる
大気中Cs-137濃度の再現

350
300
250
200

SPMろ紙からの不溶性Cs粒子の検出

B

150

C

100

D

50
0

○はSPM測定局のろ紙の実測結果
07‐01
07‐02
07‐03
07‐04
07‐05
07‐06
07‐12
07‐19
07‐20
07‐30
07‐31
07‐32
07‐33
07‐34
07‐35
07‐36
07‐37
07‐38
07‐43
08‐09
08‐10
08‐11
08‐15
08‐22
08‐23
08‐32
08‐36
08‐41
11‐05
11‐09
11‐26
11‐37
11‐41
11‐42
11‐43
11‐57
11‐60
11‐64
11‐71
11‐72
11‐73
11‐75
11‐77
11‐80
12‐04
12‐09
12‐19
12‐47
12‐48
12‐49
12‐57
12‐60
12‐61
12‐65
12‐70
12‐73
12‐93
12‐94
12‐96
12‐11
12‐11
12‐11
12‐12
12‐12
12‐13
13‐23
13‐25
13‐27
13‐28
13‐31
13‐52
13‐56
13‐58
13‐65
13‐69
13‐89
14‐08
14‐50
14‐60
14‐64
14‐65
14‐74
14‐77
14‐78
14‐79
14‐85

積算濃度（(Bq/m3)×hour)

400

福島県

茨城県

埼玉県

千葉県

東京都

Oura, Y. et al. (2015) J. Nucl. Radiochem. Sci., 15(2), Appendix A で公表されたデータをもとに作成

神奈川県

19

21

動画作成：森野悠氏（国立環境研究所）

A
200 kmE
300 km© Google Maps
協力：東京理科大学、気象研究所

20

ATDM計算条件
モデル

化学輸送モデル CMAQ 4.6
気象モデル WRF 3.8.1

気象条件
放出量

Sekiyama et al. (2017)
Katata et al. (2015)

物性

粒径1µmの粒子

乾性沈着

Wesely (1989)

湿性沈着
水平メッシュ
鉛直層

Cs‐137濃度の実測地点（大気汚染常時測定局）
39
109〇印は、次の２スライドで対象とした地点を示す。

141

22

8

11

38

12
25
17

Terada et al. (2012)
3km
34層（最下層19m）

3736【不溶性Cs粒子の放出に関する仮定】
放出期間2011/3/14 20JST - 2011/3/15 11JST*)のCs-137の全量が不溶性粒子であったと仮定。

35

28

99

241
5
3 6
731
26
13
15
16
14
23
27

18
19
24
29
22
30

100
101
21
20

534742 34 35545549 3733
32
51 45
46
52
40
41 446367
36
69 7374 38
5070
56 83
72 65 7539
86 4348
88 82 84 57
58
85 87 79
78
81
80
94
6159666277 6476
96
979891 89 71
92
93
90
68
95
60

＊）２号機の主蒸気逃がし安全弁開、DW圧力低下
139

21

Cs‐137濃度の実測とモデルの比較（3/12 0JST ‐ 3/23 0JST)

140

Cs‐137濃度の実測とモデルの比較（3/14 12JST ‐ 3/16 12JST)【黒線：実測、赤線：不溶性粒子放出期間のCs濃度、青線：全放出期間のCs粒子】【黒線：実測、赤線：不溶性粒子放出期間のCs濃度、青線：全放出期間のCs粒子】

23

22

Cs‐137濃度の地域分布の時間変化（3/15 0JST ‐ 24JST)

肺等価線量の推計（不溶性Cs粒子放出期間以外の放出による影響も含むことに注意）

3/15 0JST

Log10(kBqm-3)

3/15 12JST

ATDMに基づく毎時の大気中（Cs-137）濃度1 kmメッシュデータ

3/15 24JST

3

頻度分布推計；人口密度メッシュデータ
（H22国勢調査）

21

肺等価線量係数 (Sv/Bq, ICRP, Pub71)

Cs-134

Cs-134 = Cs-137
S type0-1

1.4*10-7

Cs-1373.0*10-7

1kmメッシュ別肺等価線量
Einhalation(Cs)=大気中濃度Cs(Bq/m3)×曝露時間(day)×呼吸率 (m3/day) ×係数(Sv/Bq)

-2

屋外に滞在

3/15 18JST

3/15 6JST

 福島県内（20km圏内を含む市町村を除く）の市町村別平均で0.01～1.4mSv、北関東の６地域別平均で0.04～0.36mSv、南関東の10地域別平均で0.01～0.07mSvと推計された。
 20km圏内を含む市町村において、仮に避難しないケースで試算すると、原発南側の地域で高線量となった。

3/15夕方の
３号機由来
の新たな放
出の影響
25

まとめ
•

SPM常時監視局のテープろ紙の測定は、先行研究により既に主要なプルームの存在を明らかにしてきたが、原発近傍の2地点の分析により、さらに詳細な時
空間分布が明らかにされた。

•

テープろ紙からは、不溶性セシウム粒子もみつかっており、地点別の到達時刻
は、原発からの放出時刻の推定に有用である。

•

大気採取試料に加え、さまざまな媒体から不溶性セシウム粒子が検出されている。当初「セシウムボール」と呼ばれた球状の微小粒子に加え、非球状のもの、より大粒径のものなど、多様なものがあり、物理・化学性状の解明も進みつつある。

•

一連の研究から、いわゆるAタイプの不溶性セシウム粒子の放出時間帯、プルームの到達時間帯、到達した地域が解明されつつあり、大気移流拡散沈着モ
デルを用いることで、地域別の線量推計の試算が可能な段階にある。
27

成人 22.2 (m3/day)23

26

住家内での再浮遊エアロゾルと作業者の WBC 測定例

吉田浩子（東北大）24

25

日本保健物理学会シンポジウム�Ⅰ�
福島事故後の内部被ばくの課題の解決に向けて −不溶性粒子と短半減期核種�
内部被ばく影響評価委員会�

○�環境省平成24~26年度「放射線の健康影響に係る研究調査事業」�
テーマ：放射線被ばく線量評価に関する研究��
日本家屋におけるしゃへい係数及び屋内汚染に関わる調査研究��
主任研究者：東北大学�吉田�浩子�

住家内での再浮遊エアロゾルと作業者のWBC測定例�
○�環境省平成28~30年度放射線健康管理・健康不安対策事業�
（放射線の健康影響に係る研究調査事業）�
テーマ1：放射線被ばく線量の評価に関する研究��
東北大学大学院薬学研究科��吉田�浩子�

住家内汚染の包括的研究�及びこれによる内部被ばく線量評価�
�
主任研究者：東北大学�吉田�浩子�
分担研究者：産業技術総合研究所�篠原�直秀�

平成30年3月19日�東京大学�工学部2号館212講義室��

研究の背景と目的����帰還困難区域を除いて2017年3月31日と4月1日に避難指示は一斉に解除された。�
���「帰還困難区域の取扱いに関する考え方」（2016年8月31日）において、帰還困難区域のうち、5年を目途に、線量の低下状況も踏まえて避難指示を解除し、居住を可能とすることを目指す「復興拠点」を、設定・整備。�
��双葉町、大熊町、富岡町、浪江町では2022〜2023年に特定復興拠点の解除を目指すと発表。�
�一方、住家の屋内は除染の対象となっていない。�
���帰還・居住にあたって住民は1日のうちもっとも長い時間を自宅内で過ごす。自宅内の身近にある屋内汚染の状況を把握し、住民のどのような生活活動によって表面汚染からどの程度再浮遊するかを把握することは重要。�
��本研究では、住家内で放射性物質はどのような状態で存在しているのかの実態を把握し、放射性物質が付着したハウスダストやヒトの活動により再浮遊したエアロゾルの粒子径分布及び組成と挙動を調査研究することで住民帰還後の内部被ばく線量の評価を行う。�

ハウスダスト・エアロゾル採取の方法と測定方法�
2016年〜�双葉町・大熊町・浪江町の住家で表面汚染、ハウスダスト・エアロゾル捕集。窓扉閉めた状態��2016,2017年で44戸を調査。（1.60〜11.85km)�

篩分け装置付きサイクロン掃除機、 人の生活活動を想定したハタキがけ、
家庭用普通掃除機によるダスト吸 箒がけによって舞い上がった放射性引捕集�
ダスト（エアロゾゾル）のカスケードイ
ンパクタによる捕集�

カスケード
インパクタ

粒径別（ハウスダスト4-20 µm, 20-63 µm, 63-180 µm, 180-500µm, 500 µm-1 mm、エアロゾル（<0.25 µm, 0.25-0.5 µm, 0.5-1.0µm, 1.0-2.5 µm, 2.5-6.6 µm, >6.6 µm））に放射性Csを測定
粒径別のハウスダストから、水溶性、HCl溶解性の放射性物質を分離し、それぞれの放射性Csを計測�
・�High-purity germanium (HPGe)�, EGPC 50-195-R����・ Plastic scintillation counter, JDC-5300�
・ Liquid scintillation counter, LS-6500������の組み合わせにより放射性Csを定量測定�

乾式スミア（拭き取り）法による住家内表面汚染密度の測定・評価ü 室内に生じた汚染はBGの高い区域�
ü JIS Z 4504(2008)に準じ、10cm角（100cm2）の表面をスミアろ紙(φ25mm)が破れない程度の強さで均一にこすって採取。�
ü 表面密度評価法�
n − nbAsr =住家内表面汚染密度（Cs134+137)�
FDNPPからの距離・方向との関係�

 中央値■とQ1-Q3� 放射能はMarch 11, 2011の数値に補正�

F • S • εi • ε s

スミアした表面の単位面積当たりのベータ線放出核種の遊離性表面汚染の放射能�
（表面汚染密度） Asr（Bq/cm2）の評価��������������������������������������
n : 全計数率（sec−1）、nb : BG計数率（sec−1）�
F : ふき取り効率��������S : ふき取り面積(cm2)�（100cm2)��
εi : β線に対する機器効率
εs : 放射性表面汚染の線源効率����������������
繰り返しふき取りによるふき取り効率Fの評価��������

小高、双葉、大熊、富岡の12戸の住家、67箇所 （34：木、14:プラスチック、12:ガラス、7:

F =


双葉町�
浪江町�

AP
AT




大熊町�

金属）�

いずれの方向においても原発からの距離とゆるやかな逆相関。�

エアロゾルの粒径分布�FDNPPからの距離との関係�

�異なる活動（�ハタキがけ、サイクロン式掃除機、家庭用掃除機）�



[Bq/cm2]

カスケードインパクターを用いて粒径別（<0.25 µm, 0.25-0.5 µm, 0.5-1.0 µm, 1.0-2.5 µm, 2.5-6.6µm, >6.6 µm）にフィルターで捕集

0.1

1

0.08

0.8

0.06

0.6

0.04

0.4

0.02



R2, R3から指数関数で近似し、Fを0.75と評価�

0.2
NDの1/2値で評価�

0

ハタキ掛け時のエアロゾル�全粒径
137Cs濃度�FDNPPからの距離との関係�
ハタキ掛け時のエアロゾル
粒径ごとの137Cs濃度分布��
放射性Cs濃度は粒径と比例

原発からの距離とゆるやかな逆相関�
表面汚染密度と同じ傾向�

%!$)*      #'&
"( 0

異なる活動時での空気の137Cs濃度、全粒径 9=30)*2'>4:!

?

ハタキがけ>>家庭用普通掃除機≥サイクロン式掃除機�
>>屋外�
・ハタキがけ/ & #5;6 %"
$8-6 

作業前、サイクロン式掃除機、家庭用掃除機と湿式拭い取り�
湿式拭い取りが一番効果的に除去できる。

表面汚染からのエアロゾル再浮遊係数の評価�

作業者の体内への摂取��WBCによる測定結果�

再浮遊係数K（/m）：表面汚染から空気中汚染へ浮遊する割合�
K =空気中放射能濃度(Bq/m3)/ (屋内表面汚染密度(Bq/cm2)x104) 

測定対象者：エアロゾル採集に関わった3人の作業者�
測定日：2017年6月27日�
測定場所：量子科学技術研究開発機構�放射線医学総合研究所�
精密型WBC（30分計測)�

・人の生活活動を模したハタキがけを含む掃除を行ったときの�137Cs再浮遊係数を�����評価。�
����表面汚染密度とゆるやかな逆相関。�
��� サイクロン式掃除機、家庭用掃除機の場合再浮遊は1桁少ない（NDを検出限界値の�������1/2で計算）。��
・137Cs再浮遊係数は粒径に相関。�ハタキがけ>家庭用掃除機>サイクロン式掃除機�

�全粒径についての137Cs再浮遊数�
と表面汚染密度との関係�


137Cs再浮遊係数と粒径との関係�

○作業者A��サイクロン式掃除機での作業が主。�
○作業者B�ID_24,25,28（双葉町）�
ハタキがけに主に従事。ただし、6/6に川内村民宿で市場流通品でない川魚と山菜を食べている。�
○作業者C��ID_26,27（双葉町）�
ハタキがけに主に従事。�

ID_28

ID_26,27
ID_24
ID_25

●,.<1(+7.<1

調査に従事した作業者の着用マスクから検出された不溶性セシウム粒子�
エアロゾルの粒径分布と全粒径濃度

ID_10

ID_9
mask-01 測定方法）�
マスク1枚ずつゲルマニウム半導体検出器で測定して付着した放射性セ�
シウム量を定量。�
イメージングプレートによる短時間露光などの手法を用いて、セシウムボ�
ールと推定される高濃度粒子を分離。分離した粒子は、SEM-EDS により撮像および極小領域の元素分析を行った。さらに、分離した粒
子1個ごとの放射能をゲルマニウム半導体検出器で定量した。�

Higaki S et al J. Environ. Radioact. 177 (2017) 65-70��

Cs 

ID_14
ID_11,12 ID_13 mask-12A,B,C 

Bq/m3

本調査作業において作業者が着用したマスク14枚(ID_9,10,11,12,13,14)のうち2枚からケイ酸塩ガラス放射性セシウム含有微粒子が検出された。ID_9�mask-01 (大熊町FDNPP
から5.17km）から1個、ID_14 mask-12（双葉町2.11 km）から3 個が検出された。残り12枚からは検出されなかった。�
25.00
20.00
15.00
10.00
5.00
0.00
ID_9

ハタキ掛け時のエアロゾル中137Cs濃度分布(ID_9,10,11,12,13,14)��

ID_10 ID_11 ID_12 ID_13 ID_14

ハタキ掛け時の空気中137Cs濃度
全粒径合計(ID_9,10,11,12,13,14)��

まとめ�
○住家内の放射性Csの表面汚染密度は原発からの距離とゆるやかに逆相関����ハタキがけによって再浮遊したエアロゾル中の137Cs濃度（全粒径合計）
���も原発からの距離とゆるやかに逆相関�
○再浮遊したエアロゾル中の137Cs濃度は粒径と比例�○異なる活動時での空気中の137Cs濃度は、�
��ハタキがけ>>家庭用掃除機サイクロン式掃除機�
○ハタキがけを含む掃除を行ったときの表面汚染からの137Cs再浮遊係数を評価������再浮遊係数は表面汚染密度に対してゆるやかな逆相関関係にある。�
���137Cs再浮遊係数は粒径に相関。��
���ハタキがけ>家庭用掃除機>サイクロン式掃除機�
�○�作業者2例について空気中濃度からの計算値とWBC測定結果を比較。整合性はあるように見える。�
○調査に従事した作業者の着用マスク14枚について、不溶性セシウム粒子が検��
出されたものが2枚あった。放射性Csの占める割合はそれぞれ�2.64％、9.16％と低い。�

【第二部】

座長：石川 徹夫（福島医大）

30

31

不溶性粒子の吸入による内部被ばく線量の評価

真辺健太郎（原子力機構）

32

33

不溶性セシウム粒⼦の特徴
東京電⼒福島第⼀原⼦⼒発電所事故後
不溶性放射性セシウム含有粒⼦が発⾒された不溶性粒⼦の吸⼊による
内部被ばく線量の評価

Csエアロゾル

不溶性Cs粒⼦

真辺 健太郎1、松本雅紀2
1. ⽇本原⼦⼒研究開発機構
2. 量⼦科学技術研究開発機構

化学的特性

⽔に不溶
（硝酸に対しても）

⽔に可溶

物理的特性
（粒径）

マイクロメートル

対数正規分布

放射能

⾼い⽐放射能（数Bq/個）

無数のエアロゾル粒⼦に付着

体内動態

放射能が⾎液や組織液に溶解することなく、確率的に粒⼦状のまま移⾏する

⾎液や組織液に溶解し、体内に幅広く分布する

⽇本保健物理学会シンポジウム「福島事故後の内部被ばくの課題の解決に向けて －不溶性粒⼦と短半減期核種－」
平成30年3⽉19⽇ 東京⼤学
1

こうした特徴を考慮した内部被ばく線量評価が必要

内部被ばく線量評価

コンパートメントモデル

2

臓器吸収線量, DT (Gy)
体内動態モデルに基づく評価値

DT   NS  ER,iYR,i ΦT  S, ER,i Si

核種固有のデータ

⼈体モデルに固有のデータ

Ns: 線源領域 S における核種の総壊変数
ER,i: 放射線の種類Rのi番⽬の放射線のエネルギー
YR,i: 放射線の種類Rのi番⽬の放射線の放出率
Φ(T←S, ER,i): Sから標的臓器* T への⽐吸収割合

放射能は体内に拡散*肺が標的の線量は、気管⽀・細気管⽀・肺胞の標的細胞の位置を考慮

線源領域毎の総壊変数の評価が必要

新しいCsの体内動態モデル（ICRP Publ. 137より）•分布する組織・臓器•

放射性核種の移⾏経路“コンパートメント（箱）”で表現
3

34

4

⼀般的な壊変数の評価法
1. コンパートメントモデルを組む

 da1 t  dt   λaa1 t  da 2 t   λ  λ a t   λ a t 
b
d
2
a 1
 dt

 da 3 t   λca 3 t   λba 2 t  dt
 da 4 t  dt   λea 4 t   λda 2 t  da 5 t    λ a t   λ a t 
f 5
e 4
 dt

Comp.1
Comp.2λdComp.4λbλeComp.3Comp.5
λf

λc
排出

排出

（λi: 移行係数）

Cs粒⼦の特徴• 不溶性• 数が少ない

2. 連⽴常微分⽅程式（ODE）を⽴てる

取込み

λa

不溶性Cs粒⼦の特徴を考慮した壊変数評価法
例1

体内に取り込まれると• 体内の移⾏経路• 臓器から臓器へ移⾏するタイミング（保持時間）⇒ 粒⼦によって違う
粒⼦の動きは “確率論的（ランダム）”（ai(t): 時間t経過時のComp.iにおける放射能）

3. 数値解析的にODEを解く

確率論的体内動態法（SB法）で得られる結果

⼤部分

中央値

確率密度

6

吸⼊された不溶性粒⼦の体内動態• SB法を繰り返し実⾏︓線量の確率密度分布、統計値

過⼩評価する確率
99%ile値

線量→糞

不溶性粒⼦に適⽤する体内動態モデル• 1回のSB法で得られる線量︓1個の確率変数

線量の確率密度分布→ 消化管*2017/12/2 ICRP-RERF-JHPS joint workshop.
ICRPホームページからダウンロード可能

5

算術平均値

肺胞沈着

確率論的体内動態法*
SB法 (Stochastic Biokinetic Method)

決定論的⼿法︓解はひとつ（分布がない）

→ 環境中

例2

“決定論的⼿法”は適⽤できない

N S   a S t dt

ET1沈着

過⼩評価の程度~ 1%

呼吸気道から除去
される機序

線⽑運動

マクロファージによる貪⾷

呼吸気道から除去後の挙動

消化管を通じて糞へリンパ節を通じて各組織へ移⾏後、
⻑期間捕捉される

体内滞留時間短い

⻑い

不溶性粒⼦の体内動態については、⼗分なデータが無い

算術平均値 ＝ 決定論的⼿法による評価値

 ICRP Publ. 137のCs吸⼊摂取タイプSモデル
 不溶性粒⼦の特徴を考慮した保守的モデル

⼀般的な線量評価法を適⽤した時に過⼩評価となる確率・程度を定量化
7

35

8

ICRPのCs吸⼊摂取タイプSモデル

肺預託吸収線量 計算条件

改訂呼吸気道モデル (ICRP Publ. 130)
環境中

Cs粒⼦のパラメータ*
•
•
•
•

ET1
ET2

糞排泄

ETリンパ節

速い
気管⽀

遅い

隔離成分

全⾝循環

細気管⽀
隔離成分

⾎液

胸郭内
リンパ節

*Adachi et al., Sci. Rep. (2013).

呼吸気道沈着確率計算条件

消化管
⾎液への移⾏経路も存在

粒径︓2.0 μm
密度︓2.0 g/cm−3
形状係数︓1.0（球状）
放射能︓ 134Cs 0.5 Bq + 137Cs 0.5 Bq（放射平衡の137mBaも含む）•••

Cs動態モデル(ICRP Publ. 137)

評価対象︓ 成⼈男性
活動レベル︓軽作業
呼吸習慣︓ ⿐呼吸

線量評価データ••

尿排泄

核崩壊データ︓ICRP Publ. 107
⽐吸収割合データ︓ICRP Publ. 133（標準成⼈男性⽤データ）

肺胞
間質
9

10

まとめ

今後の課題
 粒径依存性の検討
 粒⼦の呼吸気道への沈着確率
 粒⼦1個あたりの放射能

 確率論的体内動態法（Stochastic Biokinetic Method）を開発⇒ 線量を確率密度分布で表現。
⇒ 少数の不溶性粒⼦に対し⼀般的な線量評価法を適⽤した場合、
過⼩評価となる確率と程度を定量化。

 不溶性粒⼦の体内動態
 モデルの信頼性向上
より多くの実験データが必要

 肺の預託吸収線量の確率密度分布を評価⇒ 吸⼊粒⼦数が1個の場合、線量分布の幅（不確かさ）は⾮常に⼤きいが、線量の絶対値は⼩さい。
⇒ 吸⼊粒⼦数の増加に伴い線量の不確かさは減少する。
被ばく線量が1 mGy程度の場合、不溶性に起因する線量の不確かさは⼗分⼩さい。

11

36

12

謝辞
 本研究は、以下の枠組みで実施しました。
（独）環境再⽣保全機構 環境研究総合推進費 課題番号5-1501「原発事故により放出された⼤気中微粒⼦等のばく露評価とリスク評価のための学際研究」
研究代表者︓森⼝祐⼀ 教授（東京⼤学）
サブテーマ(4)「微粒⼦性状および短寿命核種の寄与を考慮した線量評価の精緻化」
サブテーマ代表︓甲斐倫明 教授（⼤分県⽴看護科学⼤学）
 評価⼿法の開発にあたり、サブテーマ(4)の研究班員である⽇本保健物理学会「内部被ばく影響評価委員会」の委員各位から多⼤な協⼒を得ました。
⽯川徹夫 委員⻑（福島県⽴医科⼤学）
甲斐倫明 委員（⼤分県⽴看護科学⼤学）
佐藤達彦 委員（⽇本原⼦⼒研究開発機構）
反町篤⾏ 委員（福島県⽴医科⼤学）
⼭⼝⼀郎 委員（国⽴保健医療科学院）
 不溶性粒⼦の体内動態について、市瀬孝道 教授（⼤分県⽴看護科学⼤学）より多くの助⾔を頂きました。

ありがとうございました

1337不溶性粒子の内部被ばくの影響をどう考えるか甲斐倫明（大分看護科学大）

38

39

2018.3.19

1.
–

2.
–
–

3.
–
–

内部被ばく線量

内部被ばくの影響と線量�

1）体内で不均一性分布に対する評価
��体内での動き（代謝、残留）をモデルで表現し、計算��発がん関連の特定の組織での平均吸収線量(Gy)を計算

�線量（Sv) = 各臓器・組織の線量率（Gy/h)�×�滞留する時間�(h)x 放射線の種類に応じた加重係数（β、γ：1、�α：20）2) 線量率は滞留している時間まで積分��ー＞預託線量（摂取した時点に受ける）& 70)
H 50,T = 1.6 ×10 −10 • ∑( ∫ Rs (t)dt • ∑ SEE(T ← S)i +
'0
*
i

40





10










=

x
6

内部被ばくの疫学データ
1. Ra-226+Ra-224: ラジウムペインタ
2. Th-232: トロトラスト患者
3. Pu-239 : マヤック原子力施設作業者
4. Sr-90: テチャ川流域住民
5. I-131 : チェルノブイリ事故
6. Rn-222 : ウラン鉱夫、一般住民
Charles MW Health Phys. 55, 399-406, 1988

41

ERR per Gy
/Sv

/Sv

Rn-222
Pu-2392.5 x 10-3

6.8 x 10-3

Sr-90,
Rn-222,Pu-2
39

Th-2322-4 x 10-3

3 x 10-3

Pu-239,Am-2
41

Leukemia Th-232

7-9 x 10-4

5-8 x 10-3

Ra-224,
Pu-239Bone

Ra-2246 x 10-5 #1
5 x 10-4 #2

1-4 x 10-4

Sr-90,Ra-226, Ra-224,
Pu-239

#1:
#2:

10

Lung
Liver

10 x 10-3

A-bomb RBE=20
M: 7.4 (5.0-11)
0.4
8.0
F: 24 (11-56)
1.1
22

Int J Radiat Biol 79,1-13 (2003)
Gilbert ES, Radiat Res. 179, 332–342 (2013)

2.1 μm, 39 Bq (Higaki, et al. 2017)

3mSv/mJh/m3

0 mSv/WLM(Ref. ICRP Pub.115)

Gy/day1cm2
1mm2

5.0 x 10-4 per WLM
7.2 x 10-2 per Sv

5.0 x 10-4
7.2 x 10-2

= 7 mSv per WLM

ET1&ET2
40-50μm

BB Secretory BB Basal
10-40μm
35-50μm

bb Secretory
4-10μmPHITSField size eﬀects

Sr-90/Y-90
Max.2.27MeV

Peel,DM Hopewell JW, Radiat Res 99, 372-382, 1984

短半減期核種の内部被ばく山口一郎（保健医療科学院）

Alex Malins（原子力機構）

44

45

䖵 The authors have no conflict ofinterest to disclose with respect tothis presentation.

▷༙ῶᮇ᰾✀䛾ෆ㒊⿕䜀䛟
Dose reconstruction issues regarding
internal exposure due to short halflives radionuclides
Ichiro Yamaguchi, NIPH
Alex Malins, JAEA
᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

1

2

Contents
20 minutes talkContents• Motivation / Background• Ultimate goal
• Methods• Results• Discussion• Conclusion• The other issues᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃• Motivation / Background• Ultimate goal
• Methods• Results• Discussion• Conclusion

3

46

᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

4ᨺᑕᛶ䝶䜴⣲䛾ྠ఩య䛾ᐤ୚

UNSCEAR 2017 White paper• 27. Within the next two to three years (i.e. by2020), these ongoing studies are expected toprovide:• (d) Better estimates of the doses received bymembers of the public, in particular doses frominternal exposure to short-lived radionuclides inthe early phase of the accident, doses fromexternal exposure and how they varied according
to behaviour and location, and doses from theingestion of foodstuffs from the second year after
the accident onwards;
http://www.unscear.org/unscear/en/publications/Fukushima_WP2017.html

https://www.nsr.go.jp/data/000085734.pdf
᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

5

Questions from a citizen and atmosphericenvironmental researchersᨺᑕᛶ䝶䜴⣲௨እ䛾᰾✀

http://www.unscear.org/docs/reports/2013/13-85418_Report_2013_Annex_A.pdf

6

7

47

http://radioactivity.nsr.go.
jp/ja/contents/4000/3698/24/1210_201103.pdf

Is this data correct?
I-132 >> Te-132᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

8䝎䝇䝖䝃䞁䝥䝸䞁䜾䛾 ᐃ⤖ᯝ䠄ᖹᡂ23ᖺ5᭶31᪥䜎䛷䠅୰䛾ᖹᡂ23ᖺ3᭶䛾⚟ᓥᕷ᪉ᮌ⏣䛻䛚䛡䜛 ᐃ⤖ᯝ䛻ㄗ䜚䛜䛒䜚䜎䛧
䛯䚹
┴䛾ᣦ᦬䛷
ศ䛛䛳䛯
┴䛻ᣦ᦬䛧䛯䛾䛿
䛹䛺䛯䛛䠛The other issues?

ᮾி᪂⪺䠊ᮅห (July 7 2015 ) 3㠃

http://radioactivity.nsr.go.
jp/ja/list/222/list-1.html

᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

9Observed spectrum

Unusual shape of spectrum

Missing 132Te peaks at low
energy in gamma spectra
despite clear 132I peaks at
higher energy

10• The low energy peaks may be missing as the
spectrum could be showing radiation from theoutside environment penetrating through theshield surrounding the germanium detector• Note: there was no background subtraction• This would explain the missing 132Te & 131I
peaks, i.e. the low energy peaks have been
attenuated by the shield• We will test this theory using simulations

Te-132:228 keV
I-131: 365
keV

Location: Fukushima city, air sampling time: 18 Mar, 2011 12:50-13:00, sampled air
volume: 1 m3, filter: charcoal, measurement time: 19 Mar, 2011 15:51-16:08 (1,000 s),
11detector: HPGe semiconductor

1048᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

12

Contents

Ultimate goal

• Background• Ultimate goal
• Methods• Results• Discussion• Conclusion• To reconstruct the concentration ofradioactive iodine-132 in the air᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

13

Contents

14

Methods
Huge source in the outside environment, small detector, & thick leadshield makes simulations challenging. We adopt a multi-stepsimulation approach using PHITS.

• Background• Ultimate goal
• Methods• Results• Discussion• Conclusion

1.

Transport photons from radionuclides within environment toedge of shield
–

2.

–

3.

15

49

Much improved statistics on inside surface of shield

Turn on electron transport, calculate response of HPGE detector–᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

Generate weight windows automatically [T-WWG]

Re-transport photons through shield using weight windows–

4.

Using periodic boundary conditions in x,y directions

Transport photons to inside of the shield

Required modification of PHITS [T-Deposit] tally

For step 4:
cut-off energy for electron:
100keV
cut-off energy for photon:
3keV᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃PHITS has been improved
to be able to calculate
uncertainty correctly forweighted transportation
by Dr. Sato16

RI sources- ground sources -Geometry• Distributed exponentially within the soil, β = 0.1 g/cm2– 132Te considering ingrowth of 132I
• 0.57 MBq/m2–

131I considering ingrowth of 131mXe

–

134Cs

• 7.0 MBq/m2• 1.0 MBq/m2–• 1.0 MBq/m2• Variable thickness lead shield (0, 3, 5 cm)• 5.42 cm length, 5.72 cm diameter HPGe crystal• Radioactive sources (131I, 132Te, 134Cs & 137Cs) distributed
exponentially within soil, β = 0.1 g/cm2
᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

137Cs considering ingrowth of 137mBa

Activities applicable on 19th March 2011, based on simple decay
correction of UNSCEAR 2013 atmospheric release figures᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

17

Multi-step simulation

18

Contents

Step 1

Step 2

Step 3

Step 4

Transport
photons to outeredge of shield

Generate weightwindows forshield (unbiased)

Transport
photons throughshield (biased)

Turn on electrontransport, calculate
spectrum in detector• Background• Ultimate goal
• Methods• Results• Discussion• Conclusion

Note colours are not directly comparable between figures, but show sampling performance within each step᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

19

50᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

20

Simulated spectra from outsideradiation and from 1 Bq 137Cs sample

100 Bq 137Cs on sample• Increasing the sample activity, the sample peaks at low energy now show
up above the spectra from the outside environment (5 cm lead shield)• However the high energy peaks are still mainly from the radiations comingfrom the outside environment[Assumptions]
Counting time: 10 min
Detector: HPGe
Outside source: 1 MBq/m2 137Cs, activity of 131I, 132Te & 134Cs in UNSCEAR decay-corrected proportions
Sample: 1 Bq 137Cs, and 131I, 132Te & 134Cs with corresponding activity proportions᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

21

Contents

22

Discussion• Results suggest the shape of the spectrum depends on
the relative radioactivity of the sample vs theradioactivity within the outer environment• Missing peaks at low energy are consistent with thesample activity being very low, and the spectra being
due to radiations coming from the outer environment• If low energy peaks are present, these are most likely
to be from the sample. Correspondence with highenergy peak count rates could be checked todetermine if high energy peaks are from sample orfrom the outside environment• Background• Ultimate goal
• Methods• Results• Discussion• Conclusion᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

23

51

᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

24

Limitations

Future plans• Need to check these effects suggested by thesimulations are correct• Proposed an experiment by taking the remotemonitoring vehicle to a high radiation
environment (e.g. Ottozawa, Okuma, next toFukushima Daiichi)• Check for penetration of 137Cs 667 keV gammas
from the outside environment through the shield(i.e. is peak visible with no sample inside the leadshield)• Other issues to be considered– Distribution of radionuclides in the environment• Non-Uniform source distribution which was fallout
deposited on the ground• Contamination of equipment and a monitoring car• Chemical characteristics differences between a parent
and a daughter nuclides᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

25䝰䝙䝍䝸䞁䜾䞉䜹䞊

26

Additional Future plan
• More detailed analysis of measured spectrum– Subtraction of back ground data
– Comparison of each peak considering efficiency ofthe detector– Confirmation on handling regarding HE-40T filters
and CHC cartilages㏣ຍ㐽䜈䛔?

እ㒊䛛䜙䛾ᨺᑕ⥺䛾౵ධ

㖄䛾㐽䜈䛔

27

52

᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

28

Conclusion of this part• Re-analysis of the spectrum would be able toimprove the quality of dose reconstruction for
the early stages of the nuclear accident

Ingestion dose?

– It has been prepared to carry out simulation forplausible conditions by improving PHITS– It has been established to carry out collaborative
approaches with relevant researchers including
the first responders for environmental monitoring᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

29

MethodCommitted equivalent dose to thyroid due toingestion, 2011

• Ingested activity was calculated by combining
concentration (monitoring data) and foodconsumption and then converted to dose䠄0.1
million times䠅

Ingested
activity

Comsunption
amount foreach food䠄99䠅

dose
coefficient
Food dependent䠙䠙Applied food restriction┦ᑐⓗ䛺㢖ᗘ

Concentration ofeach food䠄number of
items is 99䠅

30

Ingested
activity

Committed
effective/equivalent
dose
31

Without Applying food restriction
䠄non-realistic䠅

avertable doseHighest concentration of I-131 in
raw milk
5,210 Bq/kg
䠄sampled 2011-03-19䠅

0
1
2
3
4
5
6
7
Committed equivalent dose due to ingestion [mSv]53᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

32

Acknowledgements

References• Dr. Kazumasa Shimada; for his discussions.
• Dr. Tatsuhiko Sato; for his help with the PHITS
simulations• Dr. Takuya Furuta, Dr. Jun Saegusa and Dr. Minoru
Takeishi ; for their technical advices.
• @iPatrioticmom; for her many questions.
• This work was supported by Japan Health Physics
Society and ⎔ቃ┬䠊ᡓ␎ⓗ◊✲㛤Ⓨ㡿ᇦ䠄ᡓ␎◊✲䝥䝻䝆䜵䜽䝖ᑓ㛛㒊఍䠅䠄5-1501䠅

• Furuta, Takuya; Takahashi, Fumiaki. Analyses ofradiation shielding and dose reduction inbuildings for gamma-rays emitted fromradioactive cesium in environment discharged bya nuclear accident. JAEA-Research 2014-003,2014• Takuya Furuta and Fumiaki Takahashi. A
computational approach using reflection
boundaries for dose calculation in infinitely
expanded radiation field. Radiation Protection
Dosimetry. 167(4), 392-398,2015.

᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃

33

132Te

ߚି

ߣଵȀଶ =3.2d
132I

ߚି

34

The other example of decay adjustment
without considering “ingrowth”(Tomato)ߣଵȀଶ =2.3h

132X
Xe

Supplemental material

NuclideConcentration[Bq/kg]

S.D.

Te-132

4.7

0.4

I-131

16.3

0.8

Cs-134

1.4

0.3

I-132

52.1

5.4

Sampling and measurement:
19 Mar. 2011, Preset time: 5,000 s

Software decay corrected back from measurement time of the sample in the spectrometer to thetime the tomato was picked from the field.
To be conservative, it performed the correction without considering ingrowth, which gives a higher
I-132 activity, i.e.:‫ܣ‬୘ୣ ‫ ݐ‬ൌ ‫ܣ‬୘ୣ Ͳ ݁ ିఒ౐౛ ௧‫ ݐ ୍ܣ‬ൌ ‫ି ݁ Ͳ ୍ܣ‬ఒ౅ ௧

However the correct solution (considering ingrowth) is actually:‫ܣ‬୘ୣ ‫ ݐ‬ൌ ‫ܣ‬୘ୣ Ͳ ݁ ିఒ౐౛ ௧᪥ᮏಖ೺≀⌮Ꮫ఍䝅䞁䝫䝆䜴䝮 Ϩ䛂⚟ᓥ஦ᨾᚋ䛾ෆ㒊⿕䜀䛟䛾ㄢ㢟䛾ゎỴ䛻ྥ䛡䛶 䠉୙⁐ᛶ⢏Ꮚ䛸▷༙ῶᮇ᰾✀䠉䛃3554‫ ݐ ୍ܣ‬ൌ ‫ି ݁ Ͳ ୍ܣ‬ఒ౅ ௧  ൅ ߣ୍‫ି ݁ Ͳ ܣ‬ఒ౐౛ ௧ െ ݁ ିఒ౅ ௧ߣ୍ െ ߣ୘ୣ ୘ୣ

Ingrowth term36

55

【第三部】

総合討論

座長：甲斐 倫明（大分看護科学大）56

57