# 【特集：東日本大震災 10 年原著論文】
## 旧避難区域における山菜の自家消費による 長期的な内部被ばく線量の推定 $*$

\author{
Estimation of Long-term Internal Exposure Dose by Self-consumption \\ of Edible Wild Plants in Former Evacuation Zone
}

\author{
高田モモ**，保高徹生 **
}

Momo TAKADA and Tetsuo YASUTAKA

\begin{abstract}
Internal exposure doses from ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ and ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ by domestic consumption of edible wild plants in the former evacuation zone in 2022 and 2045 were estimated based on deposition data from airborne survey and aggregated transfer factors for 11 species. On the assumption that annual consumption of edible wild plants is about $6 \mathrm{~kg}$, the internal exposure doses in 2022 and 2045 are $0.3-139.0 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ and $0.1-78.7 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$, respectively, which are less than $53 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ in more than $90 \%$ of the areas in 2022 and less than $30 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ in 2045. Even considering the different scenarios for the intake of Koshiabura (Chengiopanax sciadophylloides), which has a high radioactivity level, the exposure dose did not change significantly and was only a few percent of the upper limit of $1 \mathrm{mSv} / \mathrm{y}$ for the additional exposure dose from foods.
\end{abstract}

Key Words: Wild foods, rural area, traditional culture, Fukushima Dai-ichi nuclear power station, Satoyama

## 1. はじめに

原子力事故等による環境放射能污染は，農山村地域の住民のような自然と強く結びつく人々の伝統的な生活様式や食生活文化に対して長期的な影響を与え，結果的に人々の生活の質を下げることがある。污染された地域においては，放射線による影響を低減するだけでなく, 人々の生活の質を維持することが持続可能な復興において重要である(ICRP，2020)。例えば，1986年4月のチェル， ブイリ原子力発電所事故は, ノルウェーのトナカイ飼育とトナカイ肉食文化に大きな影響を与えた。当時ノルウェーにおける一般の食品基準は ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ と ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ の合計で $600 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ であり, 事故直後は基準値を超過した大量のトナカイ肉が廃棄された。このため, 伝統的な生活を営むトナカイ遊牧民の文化と生活様式を保護する目的で，一般市民の消費量が少ないことを考慮した放射線防護評価により，1986年11月にトナカイ肉，狩猨肉，川魚等の放射性セシウム基準値を $600 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ から $6000 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ に引き上げた (のちに $3000 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ に引き下げられた）(Skuterud and Thørring, 2012; Liland and Skuterud, 2013)。

日本の農山村地域においても，伝統的に野生の山菜やきのこの食文化が存在する。山菜やきのこに対する福島第一原子力発電所事故の影響を踏まえた食品の規制については，市場流通品と自家消費で方針が異なる。市場流通品に関しては, 2012 年 4 月から追加被ばく線量を $1 \mathrm{mSv} / \mathrm{y}$ に抑えるため, ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ と ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ の合計で $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ 生を超える食品の出荷が制限されており, 市場流通する 10 数

種の山菜が, 2022 年現在も福島第一原発に近い一部地域で出荷制限の対象となっている（林野庁, 2022)。

一方で，山菜を含む野生食品の自家消費に関する指針はあまり明確ではない。野生の（栽培でない）山菜は，一般的に市場に流通するものより自家消費の割合が高い（松浦ら，2013）。しかしながら，山菜の自家消費に関しては人々に自主的な検査もしくは厚生労働省等による検査結果の確認を促す程度であり（福島県，2021），人々が山菜由来の被ばく線量を基にした自家消費の判断をすることは困難であるため, 結果として山菜を含む野生食品の摂取自体を控える傾向になる。例えば，2019年に実施された旧避難区域の農山村地域で帰還者を対象とした里山利用状況の調查では，多くの住民が事故以前と比べて山菜の自家消費を控えていることが確認されている(Takada et al., 2021)。この調查によると, 山菜摄取量の低下の主な理由として放射線の影響を懸念する回答が得られており, 原子力発電所事故が山菜食文化に影響を与えていることが示唆され，結果として福島の山菜食文化に不可逆的な負の影響がでている可能性がある。

原子力事故後，復興段階である現存被ばく状況に移行した段階では，放射線による被ばくを下げる努力は重要であるが，同時に人々の生活の質を向上させる取り組みが必要だろう。農山村地域の山菜食文化について言えば，先に述べたノルウェ一のトナカイ肉と同様に，一般市民の消費量を考慮した山菜由来の内部被ばくのリスク評価㧈よびリスク評価結果に基づくリスク管理指針が必要である。

福島原発事故後, 山菜等野生食品の放射能濃度の測定結果は自治体等により多くの情報があるが，実際に自家消費した場合の内部被ばく線量について公開された情報は多くない。Tsubokura et al. (2014)では, 2012-2013年に行われた福島県民のホールボディーカウンターの調查で ${ }^{137} \mathrm{Csが}$ $50 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ を超えた住民の摂取食品を調査したところ, 摂取量と頻度はわからないものの未検査の山菜や野生キノコ，狩猟肉や川魚を食べていたことが分かり， ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ 打よび ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ による内部被ばく線量の最高値は $0.97 \mathrm{mSv} / \mathrm{y}$ であった。未検査の食品摂取を避ける食事指導により被ばく線量の低減が見られたため，この内部被ばくは山菜を含む野生食品揕取由来と推定された。Tsuchiya et al. (2017)
の報告では, 福島県双葉郡川内村で2014年に山菜の放射能から推定した ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ および ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ にる内部被ばく線量は成人男性で $3.5 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ であった。 これらの情報は, 山菜由来の内部被ばく線量レべルについて大まかなイメージはつかめるが, 事故後数年以内の情報に限られており, 場所も限定的である。また山菜食は日本特有の文化であるため, チェルノブイリ事故後に主にヨーロッパで行われてきた野生食品由来の内部被ばくに関する研究では山菜は対象になって㧈らず，したがって，山菜由来の内部被ばく線量が污染地域全体で長期的にどのレべルで推移するかの情報は依然として不足している。

山菜自家消費による内部被ばく線量の長期的な推移を評価するには，まず山菜中の放射性セシウ么濃度の推定が必要であり, そのためには面的移行係数を用いる。これは, 山菜可食部の放射性セシウム濃度 $(\mathrm{Bq} / \mathrm{kg})$ を放射性セシウム沈着量 $(\mathrm{Bq} /$ $\mathrm{m}^{2}$ )で割ったものと定義される(IAEA, 2010)。事故後数年で植物中の放射能は速やかに減少するが，時間の経過とともに定常状態になり生態系内の循環に取り达まれる。面的移行係数の使用は定常状態の環境を想定されているが，セシウムを含む放射性物質の将来の大まかな濃度を予測することが可能であり，草原や森林を含む自然または半自然の生態系で収穫されたべリー類，キノコ類,狩猟肉などに適用される (IAEA, 2010)。本研究では, 福島周辺でよく食べられる山菜 11 種の ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ および ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ の面的移行係数と，航空機モニタリングによる沈着量情報から, 福島原発周辺地域での山菜放射能濃度と, 成人の内部被ばく線量について将来的な推移を推定した。放射能濃度と内部被ばく線量は, 事故から 11 年たった 2022 年現在と, 環境除染による除去土鎄等の県外最終処分が完了する 2045 年とし, 内部被ばく線量については事故直後からの減少を確認するため, 同様の推定方法で2014年の被ばく線量を過去にさかのぼって推定した。

## 2. 方法

## 2.1 対象地域と沈着量情報

本研究の対象地は, 福島県の田村市, 南相馬市, 川俣町, 楢葉町, 富岡町, 川内村, 大熊町,双葉町, 浪江町, 葛尾村, 飯舘村の 11 市町村のうち，2011年9月30日に警戒区域㧍よび計画的避難区域に指定され，2020年3月10日までに避
難指示が解除された範囲（以下，旧避難区域とする）とした（福島県, 2020）。山菜の採取は居住域近くで行われると想定し，旧避難区域のうち，土地利用区分を参考に建物用地, 農地, 交通用地と，それに隣接する森林を対象とした。土地利用情報は，国土交通省の土地利用細分メッシュ（平成 21 年度， $100 \mathrm{~m}$ メッシュ）を利用した（国土交通省，2022）。放射性セシウムの沈着量情報は，第 5 次航空機モニタリングの結果（放射能補正日 2012年6月 28 日， $250 \mathrm{~m}$ メッシュ）を利用した (JAEA, 2022)。

## 2.2 山菜の放射性セシウム濃度の推定

山菜の面的移行係数は植物カテゴリーによる傾向があり，木本の山菜は草本やシダ植物より大きく, タケノコは木本と草本の中間程度である (Takada et al., 2022)。放射能濃度を推定した山菜種は，厚生労働省の食品モニタリングで20122019年の測定件数が多く（国立保健医療科学院, 2022), かつ植物カテゴリーが偏らないようにフキ (草本)，ワラビ (シダ植物)，夕ケノコ，夕ラノメ（木本）の 4 種，また放射能が高いことで知られているコシアブラ（木本）（清野，赤間， 2013; Sugiura et al., 2016）を含め計 5 種とした。

山菜の放射性セシウム濃度は，面的移行係数 (Table 1, Takada et al., 2022)を使用し, 以下の式で求めた。

$
\begin{aligned}
& \text { 山菜種 } k \text { の放射能 }(\mathrm{Bq} / \mathrm{kg} \text {-生 }) \\
& \quad=\sum_{i}(\text { (山菜種 } \mathrm{k} \text { 移行係数 })_{i} \times(\text { 沈着量 })_{i}
\end{aligned}
$

(山菜種 $k$ の移行係数) $)_{i}$ : 核種 $i$ の土壌から山菜可食部への移行係数 $\left(\mathrm{m}^{2} / \mathrm{kg}\right.$-生 $)$

(沈着量) $)_{i}$ 核種 $i$ の沈着量 $\left(\mathrm{Bq} / \mathrm{m}^{2}\right)$

対象核種は ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ と ${ }^{137} \mathrm{Cs}$, 沈着量は本研究対象地域における範囲から347メッシュとし，放射能を 2022 年 1 月 1 日, 2045 年 1 月 1 日に減衰補正した值を使用した。草原や森林等，自然または半自然の生態系から得られる植物等の面的移行係数は，多くが対数正規分布を示す (IAEA，2010)。本研究では放射性セシウムの移行が高い山菜の存在を考慮するため, Table 1 に示す移行係数の幾何平均值と幾何標準偏差から山菜の放射能濃度の確率分布を推定した。各山菜の移行係数を，対数正規分布から 10000 回のモンテカルロシミュレーションによりランダムに抽出し, 放射能濃度の確率分布を算出した。計算は, Oracle Crystal Ball (ver. 11.1.2.4.9)を使用した。

## 2.3 山菜摄取による内部被ばくの推定

対象地域の各メッシュで採取した山菜を摄取した場合の内部被ばく線量を，以下の式により算出した。

年間内部被ばく線量 $(\mathrm{Sv} / \mathrm{y})$

$=\sum_{i} \sum_{k}(\text { 実効線量係数 })_{i} \times(\text { 年間摂取量 })_{k}$

$\times$ (移行係数 $)_{i, k} \times$ (沈着量 ${ }_{i}$

(実効線量係数) $)_{i}$ : 核種 $i$ の実効線量係数 $(\mathrm{Sv} / \mathrm{Bq})$ $(\text { 年間摂取量 })_{k}:$ 山菜種 $k$ の年間摂取量 $(\mathrm{kg} / \mathrm{y})$

Table 1 Geometric means and geometric standard deviation of aggregated transfer factors for 11 species of edible wild plants

 \\

フキノトウ & Petasites japonicus & 落葉草本 & $1.7 \times 10^{-4}(2.2)$ \\
ウド & Aralia cordata & 落葉草本 & $1.1 \times 10^{-4}(4.0)$ \\
ウワバミソウ & Elatostema umbellatum & 落葉草本 & $3.6 \times 10^{-4}(2.1)$ \\
モミジガサ & Parasenecio delphiniifolius & 落葉草本 & $2.5 \times 10^{-4}(2.5)$ \\
タケノコ & Phyllostachys spp. & タケ & $3.9 \times 10^{-4}(2.5)$ \\
タラノメ & Aralia elata & 落葉木本 & $4.3 \times 10^{-4}(4.0)$ \\
コシアブラ & Chengiopanax sciadophylloides & 落葉木本 & $5.2 \times 10^{-3}(3.5)$ \\
ワラビ & シteridium aquilinum & シダ植物 & $1.9 \times 10^{-4}(3.3)$ \\
クサソテッ & Mattenccia struthiopteris & シダ植物 & $2.0 \times 10^{-4}(2.8)$ \\
ゼンマイ & Osmunda japonica & シダ植物 & $4.2 \times 10^{-4}(3.9)$ \\

" 山菜の面的移行係数とその幾何平均値は Takada et al. (2022)を引用した。
${ }^{134} \mathrm{Cs}$ と ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ の実効線量係数は, 本研究では 19 歳以上の成人による摂取を想定しICRP (1992) から $1.9 \times 10^{-8}$ および $1.3 \times 10^{-8} \mathrm{~Sv} / \mathrm{Bq}$ 引用した。山菜の総摂取量は五代儀ら(1996)から，1992年の青森県の農家 20 世帯の山菜摂取量, $5.84 \mathrm{~kg} / \mathrm{y}$引用した。山菜種は Takada et al. (2022)にある福島の主要な 11 種（フキ，フキノトウ， ウド， ウワバミソウ (ミズ), モミジガサ (シドケ), タケノコ, タラノメ, コシアブラ, ワラビ, クサソテツ（こごみ), ゼンマイ）とした。五代儀ら(1996) には山菜の総摂取量の情報はあるものの, 摂取した山菜種の内容が記録されておらず，またそれ以外にも山菜種ごとの摂取量を調査したデー夕が存在しないため, 本研究では上記の 11 種について等量 (各 $0.53 \mathrm{~kg} / \mathrm{y})$, 総量が $5.84 \mathrm{~kg} / \mathrm{y}$ にるように摂取すると仮定した。内部被ばく線量の推定は, 山菜の放射能濃度と同様に, 各山菜の面的移行係数を対数正規分布から 1000 回のモンテカルロシミュレーションによりランダムに抽出したのち, 内部被ばく線量の確率分布を算出した。沈着量は全研究対象地域の 23343 メッシュについて計算した。

Takada et al. (2022)によれば, 今回の 11 種のうち, コシアブラの面的移行係数が他の種に比べて 1-2桁高いため, 被ばく量がコシアブラの摂取量に大きく影響を受けることが予想される。したがって，摂取した山菜の内訳による被ばく線量の違いを評価するため, 11 種を等量摂取とするシナリオをベースとし，以下 3 通りのシナリオにおける被ばく線量の変化を検討した：コシアブラ以外の 10 種の摂取量はベースシナリオから変えず, (1)コシアブラは摂取しない, (2)コシアブラの摂取量を3倍 $(2.1 \mathrm{~kg} / \mathrm{y})$ ，(3)コシアブラの䬸取量を 50 倍 $(28.3 \mathrm{~kg} / \mathrm{y})$ 。

## 3. 結果

## 3.1 対象地域の沈着量

旧避難区域で山菜採取範囲と想定した本研究の対象地域は, 約 $1460 \mathrm{~km}^{2}$ (23343メッシュ) であった。2012年6月 28 日時点の第 5 次航空機モニタリングの結果から, 対象地域の放射性セシウム $\left({ }^{134} \mathrm{Cs}\right.$ と $\left.{ }^{137} \mathrm{Cs}\right)$ の沈着量は $10-4200 \mathrm{kBq} / \mathrm{m}^{2}$ で, 頻度分布はFigure 1 の通りとなった。対象地域の半分が $600 \mathrm{kBq} / \mathrm{m}^{2}$ 以下であり, 約 9 割が $1000 \mathrm{kBq} / \mathrm{m}^{2}$以下の範囲であった。

Figure 1 Frequency distribution of deposition $\left[\mathrm{kBq} / \mathrm{m}^{2}\right]$ in the study area. Radiocesium deposition is the sum of ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ and ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ as of June 28, 2012

Figure 2 Geometric mean of radiocesium concentration in the study area for each edible wild plants calculated from deposition. Vertical bars indicate the geometric standard deviations. Radiocesium concentration and deposition are the sum of ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ and ${ }^{137} \mathrm{Cs}$. Deposition is the value as of June 28, 2012

## 3.2 山菜中の放射性セシウム濃度

2022年 1 月 1 日と 2045 年 1 月 1 日の, 対象地域の沈着量と推定される放射能の関係を Figure 2 に示す。山菜の放射能濃度は, フキくワラビ<タケ

ノコ，夕ラノメ<コシアブラの順で高い。最も低い放射能濃度の低いフキについて, 各沈着量で推定された放射能濃度分布の幾何平均値は, 2022 年に $0.3-128.4 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$, 最も高いコシアブラは 22 $11108 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ の範囲であった。2045年は放射性セシウムの減衰により約半分にまで減少する。

食品中の暫定規制値である $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ 基準にすると, $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ 以下となるフキは沈着量で数千 $\mathrm{kBq} / \mathrm{m}^{2}$ 程度であり，対象地域の約 9 割が該当するが，コシアブラの場合数十 $\mathrm{kBq} / \mathrm{m}^{2}$ 程度であり，対象地域の 1 割が該当する。

内部被ばく $\left({ }^{134} \mathrm{Cs}+{ }^{137} \mathrm{CS}\right) \quad[\mu \mathrm{Sv} /$ year]

Figure 3 Frequency distribution of median and 90th percentile of internal exposure doses $[\mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}]$ from ${ }^{134} \mathrm{Cs}$ and ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ in the study area

## 3.3 山菜摄取による内部被ばく

2022 年 1 月 1 日と 2045 年 1 月 1 日，および 2014 年1月1日の対象地域の各メッシュで推定した, ベースシナリオに打る内部被ばく線量について, 中央値と, 安全側での評価として 90 パーセンタイル値の頻度分布を Figure 3 に示す。2022年では， 中央値で $0.3-139.0 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y} の$ 範囲内で，9割を超える地域で中央值が $53 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 以下，ほぼすべての地域で $100 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 以下であった。90パーセンタイル値では 9 割の地域で $172 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 以下となった。2045年の中央値の範囲は 0.1-78.7 $\mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y} て ゙, ~$ 9割の地域で $30 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 以下となった。 90 パーセンタイル值でも 8 割の地域で $80 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 以下，ほぼ全域で $100 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 以下となった。同じ手法による 2014 年の推定值は, 中央値の範囲が $0.6-261.3 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y} て$ あり，9割の地域が $100 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 以下であった。

Table 2 にベースシナリオによる被ばく線量を 1 としたときの，3シナリオにおける被ばく線量を示す。放射能の高いコシアブラを摂取しないシナリオでは, 内部被ばく線量は沈着量によらずベースシナリオの 0.35 倍となった。コシアブラの摂取量が 3 倍の時, 内部被ばく線量は 2.1 倍であり，コシアブラの摂取量を 50 倍にすると内部被ばく線量は 28.3 倍であり，1桁以上高くなった。

## 4. 考察

## 4.1 山菜の放射能濃度と被ばく線量

面的移行係数が示す通り, 同じ沈着量でも推定される山菜の放射能濃度は種によって数桁異なった。例えば，最も放射能濃度の低い（つまり面的移行係数が小さい) フキは，2022年でも旧避難区域のほぼ全域で出荷基準となる $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ を下回るが，最も高いコシアブラは，2045年でもほとんどの地域で $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ 超えている(Figure 2)。 2045 年の段階で, 約 $25 \%$ の地域 $\left(800 \mathrm{kBq} / \mathrm{m}^{2}\right.$ 以上の地域）で推定放射能濃度の幾何平均値が $100 \mathrm{~Bq} /$ $\mathrm{kg}$ を超えると判定された山菜は，コシアブラ，夕ラノメ, タケノコであり, Takada et al. (2022)で整

Table 2 Differences in internal exposure doses according to intake scenarios of edible wild plants

*ベースシナリオによる被ばく線量を 1 とした
理された面的移行係数から推測するとこの3種に加えゼンマイも $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ を超過する可能性が高い。これらの結果から,ノルウェーの事例のように山菜等の墸好品の暫定規制值を $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ から引き揚げない限り、いくつかの山菜種は長期にわたって旧避難区域からの出荷は難しいことが予想される。

次に濃度ではなく,これらの山菜を自家消費する際の被ばく線量を見ていこう。まず，摄取量を震災前のレベルと考えられる五代儀ら(1996)の報告値に設定したベースシナリオでは, 旧避難区域における山菜からの内部被ばく線量は2022年, 2045 年どちらも 9 割の地域で数十 $\mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 程度となった(Figure 3)。同様の方法で過去にさかのぼって推定した 2014 年の値では, 上限値の $10 \%$ となる $100 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 超える地域が1割程度あったが， 2022 年以降そのような地域がほとんど確認できず，事故からの時間の経過とともに野生食品由来の内部被ばくは旧避難区域においても減少していることが確認された。コシアブラの揕取量を考慮したシナリオ別の被ばく線量推定值から，摂取をやめる（Table 2におけるシナリオ1）もしくはベースシナリオの3倍摂取する（Table 2 におけるシナリオ2）という現実的に取り得る範囲で摂取量を変化させると，推定值は半分一倍といった程度で変化し，コシアブラの放射能は高いものの，摄取量の違いが内部被ばく線量に与える影響は限定的であることが分かった。べースシナリオの 50 倍摂取という極端なケース（Table 2 におけるシナリオ3）では内部被ばく線量は 10 倍以上になり，多くの地域で上限値の 1 割となる $100 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ を大きく超える。しかしこのシナリオではコシアブラの摂取量が年間で $26.6 \mathrm{~kg}$ となり，これは 2019年の国民栄養調查で成人が 1 年間に摄取する野菜の約 $25 \%$ を占めることになる（厚生労働省， 2019）。そのような状況はあったとしてもきわめて稀であらう。

本研究による内部被ばく線量の推定値は, Tsubokura et al. (2014)による2012-2013年に記録された $0.97 \mathrm{mSv} / \mathrm{y} りりは$ 低いが, Tsuchiya et al. (2017)の推定による 2014 年川内村の $3.5 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ よりはやや高い值となった。Tsubokura et al. (2014) では， 2012-2013年という事故直後であることに加え, 山菜以外に川魚や狩猟肉の摂取が確認されていたこと, Tsuchiya et al. (2017)では調查地の沈着量が本研究対象地と比較すると低めであったこ
とを考慮すると, 本結果はおおむね妥当な推定値と言える。

本研究の山菜経由の内部被ばく線量の推定値はベースシナリオでは 2022 年は $0.3-139.0 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}, 2045$年は $0.1-78.7 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ の範囲となり, 山菜等野生食品の自家消費を含まない市場流通食品による内部被ばく線量よりは高い値となった。2021年2-3月に実施されたマーケットバスケット調査では, 市場流通食品中の放射性セシウムから受ける内部被ばく線量の最大は, 福島県中通りで $0.9 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ あった (厚生労働省，2021b)。2012年9-10月の調査の最大值は, 福島県中通りで $3.8 \mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ であり (厚生労働省, 2013), 現在は, 一般の食品経由の内部被ばくも十分に低減されている状況である。今後旧避難区域で山菜の自家消費を再開すると, 市場流通食品のみの食生活に比べて内部被ばく線量は1-2桁程度大きくなることが推定されるが, 多くの地域では合計でも年間数十 $\mu \mathrm{Sv}$ 程度であり, 厚生労働省による食品由来の追加被ばく線量の上限値である $1 \mathrm{mSv} / \mathrm{y}$ と比較すれば小さな値と言えるだ万う。UNSCEAR(2000)によると，大気圈内核実験由来の世界的な ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ による内部被ばく(ingestion exposure)線量は, 1960 年年代をピークにそれ以降は数 $\mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}-$ 数十 $\mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ の範囲で推移しており, 本研究による山菜由来の内部被げく線量推定値は, 大気圈内核実験が盛んな時期と同じレベルである。ノルウェー中部で伝統的な生活を営むトナカイ遊牧民については, 内部被ばくの低減対策の結果, 1996年の内部被ばく線量は, $0.3 \mathrm{mSv} / \mathrm{y}$ と報告された(Mehli et al., 2000)。これらの人々は, トナカイ肉に加えて狩猟肉, 淡水魚, キノコ類, ベリー類といった野生食品も摂取しており, 報告値はこれらによる内部被ばく線量も含まれた値であるが，海外での野生食品摂取による内部被ばく線量の状況と比べると, 日本における山菜揕取による内部被ばく線量は比較的低いレベルと言える。

## 4.2 山菜摂取の自家消費による内部被ばくリス クの管理

本研究の2022年および2045年の内部被ばく線量の推定値は, 旧避難区域のほとんどの地域で数 $+\mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 程度, 追加被ばく線量上限である $1 \mathrm{mSv} /$ $\mathrm{y}$ の数\%となった。この推定値は放射能の高いコシアブラの摂取も含まれており，2022年以降もほとんどの対象地域でコシアブラの推定放射能濃
度は市場への出荷基準の $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ を超え，一部の地域ではその 10 倍以上となる数千 $\mathrm{Bq} / \mathrm{kg}$ の放射能濃度であった。出荷基準である $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ は，国内産食品が流通食品の $50 \%$ とし, すべての国内産食品が基準値上限の放射性物質を含むとの仮定で食品由来 $1 \mathrm{mSv} / \mathrm{y}$ を上回らないように算出された基準値である (厚生労働省，2021a）。本研究で出荷基準の $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ を超える山菜の摂取を仮定しても $1 \mathrm{mSv} / \mathrm{y}$ りはるかに低い推定値となったのは, 出荷基準の設定が保守的であることに加之，全食品摂取量に占める山菜摄取量の割合が小さいからであろう。このことから，上でみたノルウェーの事例と同様に, 現在では嗜好品としての摂取量が小さい山菜について旧避難区域で出荷基準を超えるレベルを自家消費しても，内部被ばく線量が深刻なレベルに達することはないと言える。

さらに, 食品中に含まれるセシウムは調理過程でセシウムが除去される場合があり, Tagami and Uchida (2012)によると山菜を含む野菜について,茹でたときに7-93\%，塩またはしょうゆ漬けで 62-87\%の除去率となる。本研究では, 山菜中の放射性セシウムがすべて口に入ると仮定したため, 調理法によっては被ばく線量が過大評価となっている。

野生食品摄取の文化的価値や農山村地域の人々の生活の質といった観点からは，一部の人々には山菜掑取は重要であること，さらに国や県が定める自家消費の指針は一般市民にとっては重要な判断基準になることから，自家消費の指針の再検討も含めて今後柔軟な対応が望まれる。もち万ん，食べる食べないの判断は当事者の意思にゆだねられるべきであるが，本研究による内部ひばく線量の推定値は，污染の影響が大きい旧避難区域においても山菜の自家消費の意思決定に有用な情報であろう。また本結果はあくまでも平均的（代表的，集団的）な推定値であり，個人の正確な被ばく線量を知る場合は，摂取する山菜の放射性セシウム濃度をその都度直接測する必要がある。また本推定結果は $1 \mathrm{mSv} / \mathrm{y}$ をきく下回る值となったものの，実際の摂取に当たっては掑取量の調整や調理法の工夫など様々な手段により, 被ばく線量をできるだけ下げる取り組みは必要である。加えて, 本評価は山菜のみに着目しており, 野生食品摄取全体に関する被ばくリスク評価ではないことに注意すべきである。野生キノコゃ狩猟肉といっ
た他の野生食品も摂取する場合, 内部被ばく量が本結果より大幅に高い值になる可能性がある。現在, キノコや狩猟肉摄取による内部被ばく線量の推定値の情報が不足しているため, 今後は山菜以外の野生食品摂取による内部被ばく線量の評価が必須である。

## 4.3 推定の不確実性

本研究では放射性セシウム $\left({ }^{134} \mathrm{Cs}\right.$ と $\left.{ }^{137} \mathrm{Cs}\right)$ のみを対象核種とした。事故直後は線量全体への寄与が大きいと考えられた放射性ヨウ素 (主に ${ }^{131} \mathrm{I}$ ) は, 半減期が8日であるため2022年以降は考慮する必要がないこと，またそれ以外のストロンチウム等の核種は, 放出量がセシウムと比べ極めて少ないことから被ばく線量の推定値に大きな影響はないと考えられる。また2045年の山菜の放射能濃度の推定値は，放射性セシウムの物理崩壊のみ考慮しており，土壌中でのセシウムの下方移動による山菜への移行量の変動可能性を考慮していない。本研究で引用した $5.84 \mathrm{~kg} / \mathrm{y}$ という山菜摄取量は，青森県の農家の 30 年前の記録である。現在の福島県での食生活では, 摂取量が異なる可能性があり，また年代や居住環境によって山菜を含む野生食品の摂取量は大きく異なることが予想される。さらに，摂取の内訳が分からないため本研究では 11 種の摂取量を等量と仮定したが，そもそも山菜は嗜好品であり食べる種類が人によって大きく偏り，結果的に内部被ばく線量も異なるはずである。しかし，最も被ばく線量に影響を与えるであろう面的移行係数の高いコシアブラの摂取量を変化させた結果 (Table 2) から考慮すると，山菜種の違いによる被ばく線量の違いはさほど大きくないと予想される。これらのような不確実性は，基本的に被ばく線量を保守的に推定すること （過大評価すること）につながるため, 山菜食文化の維持を目指した山菜由来の被ばくリスク評価という本研究の目的には影響しないと考えられる。

## 5. まとめ

本研究は, 福島の農山村地域の生活の質の向上および山菜食文化の維持を目指し, 山菜の自家消費による内部被ばくのリスク評価とリスク評価結果に基づくリスク管理指針をつくるための基礎情報を得ることを目的とした。航空機モニタリングによる沈着量デー夕と, 山菜 11 種に関する面的
移行係数から推定した旧避難区域における山菜摂取による内部被ばく線量の推定値は, 2022 年, 2045 年で 9 割を超える地域で数十 $\mu \mathrm{Sv} / \mathrm{y}$ 程度となった。これらの推定には, 出荷基準上限となる $100 \mathrm{~Bq} / \mathrm{kg}$ 超える山菜摂取が想定されており，特に放射能が高いコシアブラでは数千 $\mathrm{Bq} / \mathrm{kg}$ を超えたが，そのような想定においても内部被ばく線量は食品由来の追加被ばく線量の上限 $1 \mathrm{mSv} / \mathrm{y} の$数\%程度であった。

このことから，摂取量が少ない山菜などの嗜好品については出荷基準を超えるレベルを自家消費しても，内部被ばくが深刻なレベルに達することはないと言える。むしろ，野生食品利用の文化的価値や農山村地域の人々の生活の質の向上といった観点からは，野生食品の自家消費の指針について今後柔軟な対応が望まれ, 本結果は污染の影響が大きい旧避難区域においても山菜の自家消費の意思決定に有用な情報である。

## 謝辞

本研究はJSPS 科研費JP18H04141の助成を受けたものです。

## 参考文献

Forestry Agency (2022) Kinoko ya sansai no shukkaseigen tou no joukyou (Fukushima Ken). Reiwa 3 nen 9 gatsu, https://www.rinya.maff.go.jp/ $\mathrm{j} /$ tokuyou/kinoko/qa/seigenfukusima.html (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

林野庁 (2022) きのこや山菜の出荷制限等の状況 (福島県)。令和 3 年 9 月, https://www.rinya.maff. go.jp/j/tokuyou/kinoko/qa/seigenfukusima.html ( $ア$ クセス日：2022年3月31日）

Fukushima Prefecture (2020) Hinan kuiki no hensen ni tsuite, 2020 nen 3 gatsu. https://www.pref.fukushima. lg.jp/site/portal/cat01-more.html (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

福島県 (2020) 避難区域の変遷について。2020年 3 月, https://www.pref.fukushima.lg.jp/site/portal/ cat01-more.html（アクセス日：2022年3月31日）

Fukushima Prefecture (2021) Kennai ni okeru jika shouhi yasai tou no houshanou kensa, 2021 nen 7 gatsu. https://www.pref.fukushima.lg.jp/site/portal/ kennai-hoshanoukensa.html (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

福島県(2021) 県内における自家消費野菜等の放射能検査. 2021 年 7 月, https://www.pref.fukushima lg.jp/site/portal/kennai-hoshanoukensa.html（アクセス日：2022年3月 31 日）

IAEA (2010) Handbook of parameter values for the prediction of radionuclide transfer in terrestrial and freshwater environments. Technical Reports Series No. 472. IAEA, Vienna, https://www-pub.iaea.org/ $\mathrm{mtcd} /$ publications/pdf/trs472_web.pdf (Access: 2022, March, 31)

ICRP (1992) Age-dependent doses to members of the public from intake of radionuclides-part 2. Ingestion dose coefficients. ICRP Publication 67.

ICRP (2020) Radiological protection of people and the environment in the event of a large nuclear accident: Update of ICRP Publications 109 and 111 ICRP Publication 146. Annals of the ICRP, 49(4).

Iyogi, T., Nakamura, Y., and Ohmomo, Y. (1996) Food consumption survey in Aomori Prefecture-part II Southern Tsugaru area, Japanese Journal of Health Physics, 31(4), 451-461, doi:10.5453/jhps. 31.451 (in Japanese)

五代儀貴, 中村裕二, 大桃洋一郎 (1996) 青森県における食品消費の実態 II 津軽南地区における消費量, 保健物理, 31(4), 451-461, doi:10.5453/ jhps. 31.451

JAEA (2022) Database for radioactive substance monitoring data. https://emdb.jaea.go.jp/emdb/top (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

JAEA (2022) 放射性物質モニタリングデータの情報公開サイト. https://emdb.jaea.go.jp/emdb/top (アクセス日：2022年3月31日）

Kiyono, Y., and Akama, A. (2013) Radioactive cesium contamination of edible wild plants after the accident at the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant, Japanese Journal of Forest Environment, 55(2), 113-118. doi:10.18922/jjfe.55.2_113 (in Japanese)

清野嘉之, 赤間亮夫 (2013) 福島第一原子力発電所事故後の山菜の放射能污染，森林立地, 55(2), 113-118. doi:10.18922/jjfe.55.2_113

Liland, A., and Skuterud, L. (2013) Lessons learned from the chernobyl accident in Norway. In Oughton, D. and Hansson, S., O. (ed.), Radioactivity in the Environment, Elsevier, 159-176.

Matsuura, T., Hayashi, M., Sugimura, K., Tanaka, N. and Miyamoto, A. (2013) Ecosystem services
valuation of harvesting edible wild plants/ mushrooms: A case study in Tadami Town, Fukushima Prefecture, Japanese Journal of Forest Planning, 47(2), 55-81. doi:10.20659/jjfp.47.2_55 (in Japanese)

松浦俊也, 林雅秀, 杉村乾, 田中伸彦, 宮本麻子 (2013) 山菜・キノコ採りがもたらす生態系サービスの評価：福島県只見町を事例に，森林計画学会誌, 47(2), 55-81, doi:10.20659/jjfp.47.2_55

Mehli, H., Skuterud, L., Mosdøl, A., and Tønnessen, A. (2000) The impact of chernobyl fallout on the Southern Saami reindeer herders of Norway in 1996, Health Physics, 79(6), 682-690.

Ministry of Health, Labour and Welfare (2013) Shokuhin kara ukeru houshasenryou no chousa kekka (Heisei 24 nen $9 \sim 10$ gatsu chousa bun). Heisei 25 nen 6 gatsu, https://www.mhlw.go.jp/stf/houdou/2r98520000034z6e. html (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

厚生労働省 (2013) 食品から受ける放射線量の調査結果（平成 24 年 $9 \sim 10$ 月調査分). 平成 25 年 6 月, https://www.mhlw.go.jp/stf/houdou/2r9852 0000034z6e.html（アクセス日：2022年3月 31 日）

Ministry of Health, Labour and Welfare (2019) Reiwa gannen kokumin kenkou, Eiyou chousa kekka no gaiyou (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

厚生労働省 (2019) 令和元年国民健康 - 栄養調査結果の概要. https://www.mhlw.go.jp/content/109 00000/000687163.pdf(アクセス日：2022年 3 月 31 日）

Ministry of Health, Labour and Welfare (2021a) Shokuhin chuu no houshasei busshitsu eno taiou kijunchi no settei ni tuite. https://www.mhlw.go.jp/ stf/newpage_21528.html\#kijun (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

厚生労働省 (2021a) 食品中の放射性物質への対応基準値の設定について. https://www.mhlw.go.jp/ stf/newpage_21528.html\#kijun(アクセス日：2022 年3月31日）

Ministry of Health, Labour and Welfare (2021b) Shokuhin chuu no houshasei busshitsu no chousa kekka (Reiwa 3 nen 2 3 gatsu chousa bun). Reiwa 3 nen 12 gatsu, https://www.mhlw.go.jp/stf/houdou/ 0000205937 00014.html (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

厚生労働省 (2021b) 食品中の放射性物質の調査結果 (令和 3 年 $2 \sim 3$ 月調査分). 令和 3 年 12 月, https://www.mhlw.go.jp/stf/houdou/0000205937 00014.html(アクセス日：2022年3月 31 日）

Ministry of Land, Infrastructure, Transport and Tourism (2022) Kokudo suuchi jouhou daunro-do sa-bisu. https://nlftp.mlit.go.jp/ksj/gml/datalist/ KsjTmplt-L03-b.html (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

国土交通省 (2022) 国土数値情報ダウンロードサービス. https://nlftp.mlit.go.jp/ksj/gml/datalist/ KsjTmplt-L03-b.html (アクセス日：2022年 3 月 31 日）

National Institute of Public Health (2022) Database of radioactive substances in food. http://www. radioactivity-db.info/ (Access: 2022, March, 31) (in Japanese)

国立保健医療科学院 (2022) 食品中の放射性物質検査データ。http://www.radioactivity-db.info/(アクセス日：2022年3月31日）

Skuterud, L., and Thørring, H. (2012) Averted doses to Norwegian Sámi reindeer herders after the chernobyl accident, Health Physics, 102(2), 208216.

Sugiura, Y., Kanasashi, T., Ogata, Y., Ozawa, H., and Takenaka, C. (2016) Radiocesium accumulation properties of Chengiopanax sciadophylloides, Journal of Environment Radioactivity, 151, 250257, doi:10.1016/j.jenvrad.2015.10.021

Tagami, K., and Uchida, S. (2012) Comparison of food processing retention factors of ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ and ${ }^{40} \mathrm{~K}$ in vegetables, Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 295(3), 1627-1634, doi:10.1007/s10967012-2169-0

Takada, M., Yasutaka, T., Hayashi, S., Takagi, M., and Tagami, K. (2022) Aggregated transfer factor of ${ }^{137} \mathrm{Cs}$ in edible wild plants and its time dependence after the Fukushima Dai-ichi nuclear accident, Scientific Reports, 12(1), 5171. doi:10.1038/s41598-022-090725

Takada, M., Yasutaka, T., Kanai, Y., and Kuroda, Y. (2021) Factors affecting resumption of forest or satoyama usage by former evacuees following their return after the Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant accident, Radioprotection, 55(4), 325-334. doi:10.1051/radiopro/2020085

Tsubokura, M., Kato, S., Nomura, S., Gilmour, S., Nihei, M., Sakuma, Y., Oikawa, T., Kanazawa, Y.

Kami, M. and Hayano, R. (2014) Reduction of high levels of internal radio-contamination by dietary intervention in residents of areas affected by the Fukushima Daiichi nuclear plant disaster: A case series, PloS One, 9(6), e100302.

Tsuchiya, R., Taira, Y., Orita, M., Fukushima, Y., Endo, Y., Yamashita, S., and Takamura, N. (2017) Radiocesium contamination and estimated internal exposure doses in edible wild plants in Kawauchi
Village following the Fukushima nuclear disaster, PloS One, 12(12), e0189398. doi:10.1371/journal. pone. 0189398

UNSCEAR (2000) Sources and effects of ionizing radiation. UNSCEAR 2000 report to the general assembly, with scientific annexes volume I: sources, https://www.unscear.org/docs/publications/2000/ UNSCEAR_2000_Annex-C-CORR.pdf (Access: 2022, March, 31)