農研機構研究報告
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2章 稲作における放射性セシウムの動態と吸収抑制対策
玄米の放射性セシウム濃度を低減する試み
藤村 恵人
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キーワード: 玄米, 放射性セシウム, 汚染対策, 基準値
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2021 年 2021 巻 8 号 p. 69-75

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Abstract

2011 年 3 月 11 日の東京電力福島第一原子力発電所における事故により拡散した放射性セシウムによる玄米の汚染を抑制するため，被災地では①作付制限，②農地除染，③カリ上乗せ施用および④全量全袋検査の 4 つの対策が実施されてきた．①作付け制限は，避難指示が出された区域において 2011 年に実施されたが，2012 年以降は避難指示の解除に伴って作付制限も解除が進んだ．避難指示が出された区域外のうち，2011 年に放射性セシウム濃度が 100 Bq/kg を超える玄米が生産された地域において，2012 年の作付けが制限された．②農地除染は，2011 年に技術開発と実証試験が行われた後に 2012 年から事業として進められた．③カリ上乗せ施用は，慣行施肥前の土壌中交換性カリ含量が 25 mg/100 g 以上になることを目標として 2012 年から実施された．2015 年から，カリ上乗せ施用後に玄米の放射性セシウム濃度が基準値を超過しないことを確認するための実証試験が始められ，2016 年以降カリ上乗せ施用の中止が進んでいる．④全量全袋検査は，基準値を超過した玄米を出荷しないため に2012 年から実施され，2020 年からは避難指示等があった 12 市町村を除いて抽出検査に移行した．

はじめに

東京電力福島第一原子力発電所（東電原発）において 2011 年 3 月 11 日に事故が発生し，福島県を中心とした関東地方から東北地方にかけた広い範囲に放射性物質が沈着した．沈着した放射性物質のうち放射性セシウム（Cs-134 および Cs-137）は半減期が比較的長く，また生体内に取り込まれやすいため，内部被曝要因として注意を要する．大気圏核実験やチェルノブイリ原子力発電所事故により放出された放射性物質が日本の土壌にも沈着したことから，日本国内において水稲による放射性セシウムの土壌からの吸収に関する研究が実施されてきた（太田 2014）．本稿では，それら知見をもとに行われてきた，東電原発事故後の水稲による放射性セシウム吸収の抑制対策（図 1）や吸収に関する研究を紹介する．

作付制限

東電原発事故により拡散した放射性セシウムの陸域への沈着の大部分は 2011 年 3 月末までに起こった（Morino et al. 2011）．福島県における水稲の栽培期間は概ね 5 ～10 月であるため，沈着時に水稲の作付けはされておらず，水稲への汚染形態は根からの吸収による間接汚染が主となった．放射性セシウムの沈着が起生期に当たった秋播コムギにおいては，放射性セシウムの葉への直接汚染と，葉から穂や玄麦への放射性セシウムの移行が観察されている（Tanoi 2013）．したがって，東電原発事故の起きた季節が異なっていれば，本稿で紹介する稲作への対応は大きく異なっていたはずである．

福島県における田植えは5 月上旬から始まるため，育苗を考慮すると，遅くとも 4 月上旬には放射性セシウムが沈着した水田における作付けの可否を判断する必要があった．農業を扱う公的研究機関として福島県には福島県農業総合センターと農研機構東北農業研究センター福島研究拠点があるが，いずれの機関にも原子力災害について専門的知識を有する部署はなかった．そのため，福島県農業総合センターは，環境放射能を研究課題として長年実施してきた農業環境技術研究所（現農研機構農業環境変動研究センター）をはじめとする研究機関・大学と連携して初期対応にあたった（荒川，平子 2014）．

農地の汚染状況を把握するための農地土壌の放射性セシウム濃度調査が 2011 年 3 月 31 日に開始され，同年 4 月 7 日までの調査結果が水稲作付けの可否を判断するために用いられた（佐藤 2014，神山ら 2013）．土壌の放射性セシウム濃度調査と並行して，農業環境技術研究所の前身である農業技術研究所が 1959 年から継続してきた米とコムギおよびその作物を生産する土壌を対象とした Cs-137 と Sr-90 濃度の長期モニタリングデータの解析が行われ，作付けの可否を判断するための玄米から土壌への放射性セシウムの移行係数（玄米の放射性セシウム濃度／土壌の放射性セシウム濃度の比）の最大値が 0.1 と算定された（木方ら 2013，原子力対策本部 2011）．

東電原発事故後に厚生労働省は，原子力安全委員会により示されていた「飲食物摂取制限に関する指標」（原子力委員会 1998）を暫定規制値とした（厚生労働省 2011）．穀類における放射性セシウム濃度の暫定規制値は 500 Bq/kg とされた．上記の移行係数 0.1 を用いた場合，5000 Bq/kg を超える土壌では暫定規制値を超過する玄米が生産される可能性があるとされ，水稲の作付けを制限することが 4 月 8 日に原子力災害対策本部から発表された（原子力対策本部 2011）．これを受けて，「 4 月 22 日に原子力対策本部から福島県に対して避難区域等における稲の作付け制限が指示された」（佐藤 2014）．避難区域外において土壌の放射性セシウム濃度が 5000 Bq/kgを超える地点は数点であったこと（佐藤 2014）が本指示の判断材料になったと考えられる．避難区域外においては，東電原発事故前と同じ栽培管理の下で水稲の栽培がなされた．また，2011 年には放射性セシウムの沈着以外にも，東日本大震災による農業インフラの損傷などにより，広い地域で移植の遅れが懸念されたため，登熟不良と収量減少率を考慮した移植晩限日の推定が行われた（農業・食品産業技術総合研究機構，農業環境技術研究所 2011）．

2011 年に生産された玄米は福島県により抽出検査（福島県 2011a）が実施された．検出された玄米の放射性セシウム濃度の最大値は 470 Bq/kg であり（福島県 2011b），暫定規制値を超えることはなかったため，全量が出荷可能とされた．しかしながら，福島市において生産された玄米が暫定規制値を超過する事例が生じ，2011 年 11 月 22 日から出荷の見合わせを伴う米の放射性物質緊急調査が開始された（福島県 2011d）．最終的には 29 市町村の約 23 千戸について調査が行われ，3 市 38 経営体において暫定規制値を超える玄米が生産されたことが明らかとなった（福島県 2012c）．なお，2011 年には福島県内の 48 市町村で稲作が行われ，総稲作経営体数は 60 千戸程度であったと思われる（農林水産省 2017）．

米の放射性物質緊急調査では，抽出検査において放射性セシウムが検出された市町村およびその周辺市町村を対象とした全戸調査が行われた（福島県 2011c）．さらに，200 Bq/kg を超過した玄米が確認された経営体については全袋検査が行われた．したがって，米の放射性物質緊急調査による暫定規制値の超過の見逃しはほぼないと考えてよい．玄米の放射性セシウム濃度の最大値は 1540 Bq/kg であった（福島県 2012c）が，避難区域外の土壌の放射性セシウム濃度が 10,000 Bq/kg を超えることはなかった（佐藤 2014，神山ら 2013）ことから，玄米の放射性セシウム濃度が特に高かった水田における移行係数は，当初想定された最大値である 0.1 を上回ったと考えられる．なお，移行係数は想定を上回ったものの，暫定規制値を超える玄米が生産された経営体が調査経営体の 0.2％以下，福島県内の 2011 年稲作経営体の 0.06％程度であったことから，暫定規制値超過の抑制を目的とした作付制限の範囲は十分であったと評せる．

2011 年に作付けが制限された避難指示区域等においては，避難指示の解除に伴い，生産・流通面での管理を徹底することを前提条件として， 2012 年以降，順次作付制限が解除された．避難指示区域等以外では，2011 年に 500 Bq/kg 以上の数値が検出された地域では2012年に作付制限の指示が行われたが，100 Bq/kg 以上 500 Bq/kg 未満の玄米が検出された地域では作付制限指示，もしくは生産・流通面での管理を徹底することを前提条件として作付け制限が解除された（農林水産省 2012b）．2013 年以降は，避難指示が出されている区域以外での作付制限はなくなった．

農地除染

農地に沈着した放射性セシウムの鉛直方向への移動は緩慢であるため，沈着後しばらくは土壌表層に放射性セシウムが留まる（塩沢ら 2011）．そのため，条件がよければ農業機械により土壌表層を 0.6 cm 削り取ることにより放射性セシウムを半減させることができる（藤村ら 2013）．藤村ら（2013）は 2010 年収穫後に耕起がなされていない水田において，雑草が発生していない 2011 年 4 月下旬に除染試験を行ったため，土壌表層を薄く剥ぎ取ることができた．廃土が少ない反面，非除染区における作土 15 cm の土壌の放射性セシウム濃度が約 4000 Bq/kg であったこともあり，廃土の放射性セシウム濃度の見積もり は 60,000 Bq/kg 前後と高いものとなった．実際の除染においては，放射性セシウムの低減率を高めるとともに，廃土の放射性セシウム濃度が極端に高くなることを防ぐために，数 cm の剝ぎ取り厚が必要であると考えられる．

表土の削り取りは廃土が発生し，また，規模の大きい土木作業となるため，汚染程度が比較的低い農地や放射性セシウムの沈着後に耕起がなされた農地では，表層土壌を下層に埋め込む反転耕による除染が行われた（農林水産省 2012a）．実施例はほとんどないものの，水による土壌攪拌・除去技術も確立された（農林水産省 2012a）．

農地除染のほとんどは国または市町村の事業で行われ，避難指示等が出された除染特別地域では表土削り取り，それ以外の地域では反転耕による除染がなされたとみられる．表土の削り取りは数 cm ～ 15 cm 厚で行われ，削り取り後に山土などによる客土がなされた（農林水産省 2012a）．低減率は，例えば，富岡町で平均 80％であったと報告されている（Kurokawa et al. 2019）．農地除染による農産物の放射性セシウム濃度の抑制を厳密に検証した研究は少ないが，藤村ら（2016）は対照区を設けた試験により，水による土壌攪拌・除去により玄米の放射性セシウム濃度が低下したことを報告している．

反転耕以外の手法による農地除染においては大量に廃棄土が生じること，および，地力が低下すること（藤村ら 2016）が問題となる．後者については，2013 年以降の農地除染対策の技術書には農地除染の一環として土壌改良資材を施用することが記載され（農林水産省 2013b），除染後に地力回復のためにゼオライト，ケイ酸カリウムおよび熔リンが散布されている（農林水産省，環境省 2014）．また，緑肥や堆肥施用による地力向上効果を実証する研究が進められている．

カリ上乗せ施用

上述した抽出検査や米の放射性物質緊急調査において比較的高い放射性セシウム濃度が検出された玄米が生産された水田については，福島県により土壌の理化学性分析や経営体への栽培管理の聞き取り調査が行われた．その中で，土壌の交換性カリ含量と玄米の放射性セシウム濃度に負の相関関係があることが明らかとなった（Saito et al. 2012）．また，関東地方を含む多地点での試験結果の解析により，収穫期の土壌中交換性カリ含量と移行係数には負の相関関係があるものの，土壌中交換性カリ含量が 25 mg/100 g 以上では移行係数の低減効果が小さいことが明らかとなった（Kato et al. 2015）．さらに，現地水田で採取した土壌を用いたポット試験においてカリ施用による放射性セシウムの吸収抑制効果が認められた（Fujimura et al. 2013）ことから，2012 年以降は作付前の水田土壌における交換性カリ含量を 25 mg/100 g 以上となるようにカリ資材を施用（カリ上乗せ施用）した上で地域慣行の施肥を行うよう指導がなされた（福島県 2012a）．2012 年から 2015 年に福島県内の延べ 558 筆の水田を調査した結果の解析により，慣行施肥前に土壌の交換性カリ含量を 25 mg/100 g 以上とする方針が，玄米の放射性セシウム濃度を基準値以下にするために有効であったことが示された（Yamamura et al. 2018）．

カリ上乗せ施用に使用するカリ肥料として塩化カリとケイ酸カリを比較した栽培試験により，溶解性が低く，緩やかにカリウムイオンを放出するケイ酸カリの方が塩化カリに比べて放射性セシウム吸収の抑制効果は劣ることが示され（Fujimura et al. 2016，齋藤 2019），福島県はカリ肥料としては塩化カリを用いることを推奨した（福島県 2012b）．また，カリの生育途中での追肥の効果について研究がなされているが，施用量が同じであれば基肥と追肥に分ける効果は認められない（Fujimura et al. 2016），もしくは，基肥に全量施用する方が吸収抑制の効果は優ることが示されている（齋藤ら，未発表）．これら試験はいずれもカリが保持されやすい土壌で行われており，黒ボク土などカリ保持能が低い土壌については検討の余地がある．

カリ上乗せ施用を中止しても玄米の放射性セシウム濃度が 25 Bq/kg（全量全袋検査の検出下限値）を超過しないことを確かめる 1 年の実証試験（いわゆるカリ卒試験）が 2015 年に開始され，カリ上乗せ施用の中止が進んでいる（福島県農林水産部 2018）．一方で，カリ上乗せ施用中止後にカリ施用が十分でない場合には，交換性カリ含量が減少し，玄米放射性セシウム濃度が増加する事例が報告されており（藤村ら 2020），必要な量のカリ施用や稲わら還元，堆肥施用により交換性カリ含量を減少させない栽培管理は引き続き必要である．

全量全袋検査

2011 年に，暫定規制値を超過した玄米の流通を抽出検査によって防げなかったため，2012 年からは福島県内で生産された全ての玄米を 30 kg 袋単位で検査する全量全袋検査が開始された（福島県 2019b）．全量全袋検査はスクリーニング検査と詳細検査の 2 段階で構成されている（福島県 2014b）．スクリーニング検査はベルトコンベア式放射性セシウム濃度検査器により行われ，スクリーニングレベルは，機器や周辺の環境放射線等によって異なるが，おおむね 50 ～ 80 Bq/kg の範囲に設定されている（福島県 2014a）．「スクリーニングレベルを超えた場合，基準値 100 Bq/kg を超える可能性が少しでもあることを示し」（福島県 2014a）ているため，ゲルマニウム半導体検出器による詳細検査が実施される．詳細検査で基準値を超えた玄米は隔離・保管される．

全量全袋検査において基準値の超過が確認されると，基準値超過の要因を明らかにするために土壌調査や栽培管理の聞き取り調査が行われた．2012 年には 71 袋の基準値超過が確認され（ふくしまの恵み安全対策協議会 2020），13 筆の 45 袋について調査結果が公表された（農林水産省ら 2014）．

要因解析の結果，稲わらの持ち出しが基準値超過の要因の一つであると考えられた（農林水産省ら 2014）．稲わらには 2％程度のカリが含まれており，10 a 当たりの稲わら生産量が 500 kg であれば，稲わらには標準的なカリ施肥量 10 kg/10 a と同程度のカリが含まれることになる．福島県は放射性セシウムの吸収抑制対策として稲わらの還元や，その代替として堆肥の投入を推奨している（福島県 2019a）．福島県で発生する稲わらの 76％が水田にすき込まれ，残りは野菜や果樹のマルチ，畜産での飼料や敷料あるいは堆肥原料として使われる（福島県農林水産部 2020）．すき込みの割合は中通りで低く，地域によっては 44％というところもあり（福島県農林水産部 2020），稲わらの代替となる堆肥等の資材を投入する仕組み作りが必要と考えられる．

放射性セシウムに汚染された籾摺り機などの収穫乾燥調製機器が原因の交差汚染も基準値超過要因の一つであり（野田ら 2013），機器を籾などでとも洗いすることにより交差汚染を防止できることが確かめられ（日高ら 2013），交差汚染防止のためのガイドラインが出された（農林水産省 2013a）．

2013 年の全量全袋検査においては 28 袋の基準値超過が確認されたが，うち27 袋の生産地が南相馬市であった．南相馬市では前年 2012 年に基準値超過がなく，2013 年には塩化カリが 50 kg/10 a 施用され，収穫時の交換性カリ含量は 28 ～ 49 mg/100 g と高かったことから，より詳細な調査がなされた（農林水産省ら 2014）．その結果，放射性セシウムの穂への直接汚染が基準値超過の主要因であることが示された（Matsunami et al. 2016）．

全量全袋検査における基準値超過は 2014 年産での 1 戸 2 袋（福島県農林水産部 2015）を最後に，2019 年産まで検出されていない．これを受けて，2020 年産からの玄米の検査体制は，避難指示等があった 12 市町村を除いて，全量全袋検査から緊急時環境放射線モニタリングによる抽出検査に移行した（福島県 2020）．

おわりに

これまでは土壌の放射性セシウム濃度と交換性カリ含量のみから，玄米の放射性セシウム濃度が高まる可能性（移行リスク）の有無が判断されてきた（Kato et al. 2015，Yamamura et al. 2018）．交換性カリは酢酸アンモニウム溶液で抽出され，植物が利用可能なカリの指標として広く用いられている．一方，熱硝酸等により抽出される非交換性カリが土壌から玄米への放射性セシウムの移行に影響していることが報告されている（Kurokawa et al. 2020）が， メカニズムは未解明である．現在，上記の非交換性カリや，植物が吸収できる放射性セシウム量の指標である交換性放射性セシウム濃度（Kondo et al. 2015，矢ケ崎ら 2019）を移行リスクの判定指標として利用するための研究が進められている．また，セシウム低吸収品種の導入は，土壌の交換性カリ含量が減少した場合のセーフティーネットとしての効果が期待される．玄米の放射性セシウム濃度が半分程度にまで低下する水稲のセシウム低吸収系統が育成されており（Ishikawa et al. 2017），育種母本として利用することができる．既存の技術に加えて，新たな移行リスク判定手法やセシウム低吸収品種を組み合わせて，効果的に玄米の放射性セシウム濃度を低減する技術開発が進められている．

引用文献
 
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