。特措法基本方針では,除染の長期目標 として追加被ばく線量を1 mSv/年以下にすることが定められた が,追加被ばく線量が20 mSv/年以上の地域については,段 階的かつ迅速にその面積を縮小することが目標とされ,具体的 な数値目標は据え置かれた。 除染特別地域に指定されたのは,福島原発から半径20 km 圏内の「警戒区域」、または「計画的避難区域」と重なる,福 島県内の11の市町村(楢葉町,富岡町,大熊町,双葉 町,浪江町,葛尾村および飯舘村の全域,ならびに田村 市,南相馬市,川俣町および川内村の一部地域)であり, 延べ面積は1117 km 2 であった。なお,この基準以下の汚染レベ ルであっても,現場測定での空間線量率が0.23μSv/hr以上で あり,追加被ばく線量が1 mSv/年以上になり得ると試算された 地域が福島県内外の94市町村,延べ面積7826 km 2 に広く 分布した。これらの地域は汚染状況重点調査地域(ICAs)に 定められ,市町村が中心となって除染を行うこととなった(図 1)。 除染特別地域の除染の方針(除染ロードマップ)が環境省 から公表されたのは,2012年1月26日である。このロードマップで は,積算線量が50 mSv/年を超えるかどうかで除染特別地域 が大きく2つに分けられ,それぞれ異なる除染工程が適用され た。積算線量が50 mSv/年以下の区域(「避難指示準備区 域」あるいは「居住制限区域」)では,早ければ2012年内に, 遅くとも2015年内には本格的な除染が開始され,2017年3月 末までに計画された全ての除染が完了している。一方,積算線 量が50 mSv/年を超え,事故後6年経過しても20 mSv/年を 下回らないおそれのある区域,すなわち帰還困難区域は当面 除染事業の対象外となり,除染効果の把握を目的としたモデ ル実証事業のみが実施されてきた。ただし,2017年5月の法改 正によって帰還困難区域内に居住可能区域(「特定復興再 生拠点区域」以下「拠点区域」)を定めることが可能となったた め,これを受けて,帰還困難区域を持つ6つの市町村(双葉 町,大熊町,浪江町,富岡町,飯舘村,葛尾村)では拠 点区域の除染が進められている。2023年の春頃までには拠点 区域の全域での避難指示が解除される予定である。 このように,除染特別地域の除染は段階的に進められてきた が,実際に除染されたのは人の健康保護の観点から除染の優 先順位が高いと判断された居住区域や農用地,生活圏周辺 (家屋から20 m以内)の森林等の限られた空間のみである。 土地面積の7~8割を占める森林については,ほとんど手付かず のまま残されている。 図1 特別除染地域(SDZs)と汚染状況重点調査地域 (ICAs)の分布図(Evrard et al., 2019を参考に作成) ( 3 ) Ⅲ.除染の方法とその効果 1.除染関係ガイドライン 除染開始までに1年以上要したのは法整備だけが理由ではな い。放射性物質によって汚染された環境の大規模除染は世界 的にも例が無いため,チェルノブイリ原発事故後に実施された線 量低減の試験等を参考に,福島の環境に適用可能な除染技 術を確立するための様々な除染モデル実証事業が展開された。 それらの成果を踏まえ,環境省が除染等の措置の基準などを 具体的に示した除染関係ガイドラインを公表したのは2011年12 月14日であった(2013年に改訂)。 このガイドラインでは除染対象が,工作物及 び道路,土 壌,草木,その他の4項目に分けられ,対象ごとに除染方法 が細かく設定されている。どの項目でも共通しているのは,セシウ ム137が付着した物質をその場から取り除く,いわば物理除染 のアプローチが取られていることである。一方で,物理除染に伴 い発生する廃棄物の量を可能な限り減らしつつ,空間線量を 下げる工夫がなされている。例えば農地土壌の場合,表土の 放射セシウム濃度が5000 Bq/kg以下であれば深耕や反転耕 (表土と下層土の入れ替え)を行うことで廃土の持ち出しを避 け,それ以上の汚染濃度であった場合のみ,5㎝程度の厚さを 基準に表土を物理的に剥ぎ取り,同じ厚さの非汚染土壌(近 隣の山から採取した真砂土など)を客土することが推奨された。 Yasutaka and Naito (2016) 6) は,農地を対象に表土除去を 行った場合発生する除染費用は,行わなかった場合と比べて 倍以上となることを試算している(表1)。もし,特別除染地 域の約7倍の面積をもつ汚染状況重点調査地域の農地に対し ても,物理除染を行っていた場合,除去土壌の量および除染 にかかる費用は何倍にも膨れ上がっていたかもしれない。 2.物理除染以外の検討について 本格除染の実施に先立って行われた実証事業の中で,薬 剤を利用した化学除染や植物の吸収を利用した生物除染(フ ァイトレメディエーション)など,放射性廃土を出さない除染方 法も試されたが,現実的に折り合いのつく方法は無かった。 非加熱の酸または塩溶液で土壌を化学処理しても,取り除 かれるセシウム137はせいぜい10~20%程度である。一方, 100℃またはそれ以上高温の酸または塩溶液で化学処理すれ ば,土壌から大半のセシウム137を取り除くことは可能だが,そ の方法を広域的に実施するには,土壌を剥ぎ取り,専用の大 型処理施設に持ち運ばなくてはならない。さらに,化学処理を 経た土壌は構造が破砕され,酸や塩で汚染されるため,生態 系サービスの基盤物質としての機能を完全に失ってしまう。いわば 土壌の残骸となった物質を元の場所に戻すメリットは無いため, 結局は廃土として処分しなくてはならない。 ヒマワリを用いたファイトレメディエーションは環境負荷が小さく 特別な施設や資材が無くても実行できる浄化技術としてテレビ 番組等でも紹介され,その実証試験が大学や政府系研究機 関だけでなく民間団体によっても大々的に展開された。しかし実 際はほとんど効果が無く,福島県農業総合センターおよび独立 行政法人・食品産業技術総合研究機構東北農業研究センタ ー福島拠点が実施した研究によると,同手法による土壌からの 放射性セシウムの除去率は最大でわずか0.058%であった 7) 。 2011年当時,著者はヒマワリ戦略の大規模展開に至った経緯 を知れる立場になかったが,その根拠となった論文がヒマワリの 水耕栽培試験だったことは衝撃と共に記憶している。 水耕と土耕栽培で何が違うのか簡単に説明する。放射性か 安定核種かによらず,セシウムというアルカリ金属元素は陽イオ ンとして水によく溶ける。水に溶けたセシウムが根から植物に吸収 されるには,同じアルカリ金属元素であるカリウムの膜輸送体を 通る必要があるため,カリウムはセシウムの吸収に対して高い阻 害効果を持っている 8) 。裏を返せば,カリウムをほとんど含まない 培養液で水耕栽培すれば,培養液中のセシウムの大部分は植 物によって吸収されてしまう。ところが,その培養液を土壌と混ぜ て土耕栽培すると,植物のセシウム吸収量は劇的に減少する。 土壌にはセシウムを吸着して溶液に戻りにくくする機能と,カリウ ムを放出してセシウム吸収阻害を高める機能が備わっているため である 9) 。 土壌がセシウム137の移動性を著しく低下させる性質を持って いたことから,化学的あるいは生物学的なアプローチによるセシウ ム137の除去技術の広域的な適用は現実的ではなかった。つま り,除染を行うと決めた以上,物理除染以外の選択肢はなか ったことは,ここで改めて強調しておきたい。 3.物理除染の効果について 特別除染地域における除染の効果については,空間線量率 の 推移と いう形 で 環境省の 除 染 情 報 サ イ
( 4 ) また著者らの研究グループは2016年11月に,富岡町からの 受託調査として同町内全域(帰還困難区域を除く)に分布 する除染済み農耕地約200地点を対象に,空間線量率と表 層土壌セシウム137濃度の分析調査を実施した。その結果, 空間線量率と表層土壌セシウム137濃度ともに,除染前と比 べるとおよそ2割程度まで低下していることが確認できた 11) 。これ は実証モデル事業で見込まれていた除去効率の上限に近い高 い値であった。余談だが,この受託調査を通じて200地点近くの 除染直後の農地を1つ1つ見て回る中で実感したのが,除染 作業の丁寧さである。役場の近くの大通りに面した大規模農地 であろうと,中山間部の人目に付きにくい小規模農地であろう と,表土掘削と客土材の投入および下層土との混合が徹底し て行われていたことは,当時の現地の様子を知る第三者として ここに記しておきたい。 IV.除去土壌等の減容化と再利用 1.可燃性廃棄物の焼却と焼却灰の処分 除染により発生した有機廃棄物(森林リター、雑草、木材、 または木の枝など)は、概ね市町村ごとに設置された仮焼却施 設で焼却され,大幅に減容化される。焼却後に残る灰(焼却 灰)は中間貯蔵施設に設置された仮設灰処理施設での溶融 処理によりさらに減容化される。除去土壌の土嚢袋に含まれる 有機廃棄物についても,受入・分別施設での篩別処理によって 土壌から分離され,焼却・灰処理により大幅に減容化される。 放射性廃棄物の焼却炉で使用される温度は、都市廃棄物 を処理するプラントで使用される温度と同じ800~950°C程度で ある。焼却の際に炉の底に集められるボトムアッシュと呼ばれる 重い粒子と比べてバグフィルターで捕捉されるフライアッシュと呼ば れる、軽い粒子に含まれるセシウム137は溶出率が高い。そのた め,焼却・灰処理によって減容化された焼却灰は専用コンテナ に封入した状態で中間貯蔵施設の廃棄物貯蔵施設で管理さ れる。 2.除去土壌の再生利用について 除染により発生した除去土壌は,中間貯蔵施設内の受入・ 分級施設で有機廃棄物等を取り除いた後に,土壌貯蔵施設 に保管される。土壌貯蔵施設では,底面に遮水シートを敷き, 外部への漏水を防ぐとともに,貯蔵土に接した水は全て水処理 施設で放射線計測を行った後に放流するように設計されてい る。土壌貯蔵施設には最大で2200万m 3 の除去土壌が貯蔵さ れることが見込まれている。この除去土壌全量を県外の最終処 分場に移設することは,必要な規模の最終処分場の確保等の 観点から容易ではないため,環境省では,最終処分対象とな る除去土壌をできる限り減らすために,一部を安全性を確保し つつ公共事業等で再利用することが検討されている。 2019年3月に環境省から公表された再利用の手引き(案) 12) では,放射能濃度が4000~8000 Bq/kg以下の除去土壌 について,厚さ10~100 cm以上の非汚染土やコンクリートで覆 い追加被ばく線量の低減を図ることで,主に公共事業における 再生利用を可能とする案が提案された。現在,8000 Bq/kg以 下の除去土壌は、約1000万m 3 と推定されており、全除去土壌 量の半分に相当する。分級処理などの減容技術を併用すること で、将来さらに多くの除去土壌が再利用可能になる可能性があ る。 一方で、再生利用を検討する上では、当該地域のベネフィッ ト、関係するステークホルダーの社会受容性や手続き的な公正 性を担保した合意形成が重要である 3) 。 V.今後の課題と次世代人材育成の重要性 これまで述べてきたように,福島の除染は法整備や除染効果 の実証試験等を踏まえて慎重かつすみやかにすすめられ,計画 された除染作業はすべて完了した。ただし計画除染が完了して も残された課題は多く,福島の復興は道半ばである。まず,除 染が行われた農地ではセシウム137濃度が大きく減少した一方 で,肥沃度の低下や耕耘機の阻害となる石礫の混入,生育 ムラの発生など,営農再開にあたり様々な障害が見つかってい るため,これらの改善が急務である。除染により中間貯蔵施設 に運ばれた土壌については,減容化とともに福島県内での再生 利用の道が模索されているが,利用の目途は立っておらず,除 去土壌の県外最終処分場の候補地も決まっていない。未除染 エリアの取り扱いについても,意見が分かれており,いずれの課

  /josen.env.go.jp/chukanchozou/transportation / 2)環境省環境再生・資源循環局,除染の現状について, https://www.env.go.jp/jishin/rmp/conf/law-jokyo06/ , S., Murakami, M., Naito, W., Yasutaka, T., Sawano, T., Tsubokura, M. Low dose of external exposure among returnees to former evacuation areas: a cross-sectional all-municipality joint study following the 201 1 Fukushima Daiichi nuclear power plant incident, J. Radiol., Prot., 40, 1-18, 2019. 11)Kurokawa, K., Nakao, A., Tsukada, H., Mampuku, Y., Yanai, J. Exchangeability of 137 Cs in soils of agricultural fields after decontamination in the eastern coastal area of Fukushima.Soil Sci. Plant Nutr., 65, 401-408, 2019.