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| はじめに 放射能の人体影響を評価するためには、その環境中での動態を正しく予測することが必要であり、そのための環境動態モデルが数多く作られている。トリチウムに関する動態モデル例を前回に紹介した。しかし、モデルが予測する結果があっていないとお話にならない。モデルの構造やその計算法があっているかどうかの評価（Validation）は、実際の観測データとの比較によって始めて可能となるが、そのための国際共同プロジェクトがＩＡＥＡによって行われている。筆者はその中のトリチウムワーキンググループに参加しているが、現在進行中の作業の概要と課題について、感想も交えて紹介し、このシリーズの締めくくりとさせていただく。 ６．１線量評価モデルと環境動態モデルにおける評価結果の不確実性 放射線防護の現場の人たちにはおなじみのアイソトーブ法令集には、放射線施設の中や、そこから環境中に放出される放射能の濃度について、細かくさまざまな核種について濃度限度が定められている。法令の細則では、国際放射線防護委員会（ＩＣＲＰ）の勧告をもとに、具体的な値が決められているが、もともとどのような筋道で膨大な数の核種について濃度限度が決められているのか、放射線管理の現場にいた時は正直不思議に思っていた。 法令の別表で出てくるさまざまな濃度規制値は、もともとは放射能の体内動態や線量評価モデルをもとにして導き出されたものである。たとえば、内部被ばく線量の評価には、ヒトによる摂取量、体内での残留曲線、体内残留の年齢依存性、摂取された核種の化学形などが必要である。また、体内残留量の推定には、体内の成分をいくつかの基本的な成分にわけて、それぞれの成分にどれだけの核種が残っているか、あるいは蓄積されているかを推定し合算する方法がとられる。これら基本的な成分はコンパートメントと呼ばれる。体内被曝線量評価のためのコンパートメントモデルを作るには、まず、動物実験で得られた結果、数少ないヒトから得られた代謝データ、他の類似核種で得られたデータからの類推によって、必要なパラメータが決められる。当然これらのパラメータには多くの不確実さが含まれているから、モデルを作って得られた被ばく線量にも大きな不確実さが含まれることになる。そこで、これらの不確実さを考慮して、最終的には充分に安全側であるという自信が持てるところで、摂取した核種量あたりの被ばく線量（すなわち線量換算係数）が評価される。 法規制で出てくる規制値は、上記のように、パラメータの不確実性を考慮したうえで、安全側に決められるが、環境申の核種についてはそう簡単ではない。トリチウムが環境に放出される場合、どこまでの量であれば、ヒトへの被ばくを定められた限度以下におさえられるかという間題は、地域特性や発生源の情報を加味した環境動態がわからないと解くことは出来ない。なにしろ人体に比べて、環境中のコンパートメントの数は無限といってよく、人体にまで核種が至る道筋がこれまた多様であるから、閑居いう動態モデルもまた、状況に合わせ、時間スケールや空間スケールも考慮して選ぶ必要が出てくる。数多くのトリチウム環境動態モデルが提唱されているが、実際にどの程度役立つのかを検証しようという試みがIAEAを中心になされている。 ６．２環境動態モデル実証の重要性 体内被曝線量評価は、前述のようにして行われるが、この場合の出発点は、体内に摂取された核種の量、あるいはその供給源であるところの空気中や水中の核種濃度であり、ソースターム、すなわち摂取源についての情報がはっきりしている。では、この摂取源の情報はどうやって得られるだろうか。もっとも、手っ取り早い方法は、実際に、人が生活する環境中の放射能を測定することであるが、個々の人や集団の、時間的にも空間的にも変動する環境中の放射能を測定し続けることは現実的には出来ないので、適当なモデルを使って計算評価することが必要になる。このようなモデルのことを環境動態モデルというが、一般的に使われるのは、内部被ばく評価モデルと同じくコンパートメントモデルである。伝統的な線形コンパートメントモデルでは、まず、放射能の動態に関係している重要なコンパートメントと、その間での以降径路を明らかにし（モデルの概念をはっきりさせる）、その次にはコンパートメントの大きさと、コンパートメント間での核種の移行速度を設定することになる。 最近“環境の放射線防護”ということが話題になっているが、これには、二つの意味がある。ひとつは、環境を放射能汚染から守るということであり、もう一つは、環境の生態系に対する放射線影響を小さくするということである。これらの目的のためには、適切な環境動態モデルを使って、発生源情報をもとに、時間的空間的な核種移行を予測しなければならず、これまでに、多くのモデルが作られた。しかし、それらのモデルによって予測された結果は、実測値に比べて、大きい場合には２桁くらいずれる場合があり、環境動態モデル作りの難しさを物語っている。その理由として、環境要素として考えるべき対象が多いこと、また、ここのコンパートメント間での移行速度に関する情報が極めて少ないことが上げられる。誤解を恐れずにいえば、多様な環境下での核種動態を、発生源から人体まで、正確に予測できるモデルは皆無といってよい。確かに多くの環境動態モデルが作られているのだが、実際の測定データによってモデルの有用性が実証されているモデルは限られている。 ６．３ ＥＭＲＡＳ ＩＡＥＡでは、これまでに、核燃料サイクルや核廃棄物処分に関連して放射性核種の環境中挙動を明らかにしその性質を解析するために、一連の国際共同プロジェクトを実施し、環境影響評価の手法の改善につとめてきた。旧いものから順に挙げると、ＶＡＭＰ（VALidation of environmental Model 環境モデルによる評価の実証）、BIOMOVISⅡ （BIOspheric MOdel Validation Study 生物圏モデルの実証研究）、BIOMASS（BIOsphere Modelling and ASSesment 生物圏のモデリングと影響評価）、 EMRAS(Environmental Modelling for Radiation Safety 放射線安全のための環境モデリング）である。この最後のＥＭＲＡＳについては、以前にも述べたが、昨年２００３年から立ち上がり現在進行中のプログラムで、その主目的は以下の４つである。 ・環境モデルの予想能力がまだよくわかっていない分野に注目する ・特殊な環境（都市環境、水圏環境等）への放射性核種放出の影響、 ・汚染したサイトの環境修復 ・ヒト以外の生物に対する環境放射能影響 これらの目的をはたすために、以下のような６つのワーキンググループ（ＷＧ）が作られている。 専門外の用語で変な目本語訳があるかもしれないがお許しを願う。 ＷＧ１：“通常環境下での放射性核種移行を予測するためのパラメーターハンドブック” IAEA Technical Report Series N0.364”を改定するためのワーキンググループ。 ＷＧ２：トリチウムとＣ－１４の生物圏と人体への移行モデル作りのワーキンググルーブ。 ＷＧ３：チェルノブイリのト１３１放出：モデルの実証と対応策の有効性に関するワーキンググルーブ ＷＧ４：“分水河川”水圏と汽水域での放射性核種移行モデルの実証ワーキンググルーブ ＷＧ５：自然界に存在する放射性物質（ＮＯＲＭ）の放出と精錬産業（Ｕ／Ｔｈ採鉱と精錬、石油ガス生産、燐酸製造）による汚染サイトを環境修復することの便益に関するモデリングワーキンググループ ＷＧ６：放射性核種が分散して汚染された都市圏の修復評価に関するワーキンググルーブ 著者は、２番目のトリチウムとＣ‐１４のワーキンググループ（以下ＴＣＷＧとかく）にＥＭＲＡＳの全身であるＢｌＯＭＡＳＳ以来参加している。参加者は約２０名で、グルーブリーダーはカナダ原子力公社チョークリバー研究所（ＡＥＣＬ）のPhil.Davis氏である。参加者の出身地はイギリス、ドイツ、ブランス、ルーマニア、オランダ、ロシア、韓国、目本、カナダ、など多彩で、公的な機関から派遺された人が大多数だが、個人的にボランテアで参加している人もいる。又、会合は毎年、春夏と２回行われるが、参加資金などの関係で、人の出入りが結構ある。 ＴＣＷＧの作業は次のように進められている。最初に、モデラーには、大気中や水中の環境トリチウム測定データと関連した環境パラメータの値（気象条件など）が提供され、それらに基づいてモデラーは、動植物中のトリチウム濃度やヒトヘの被ばく線量などを、それぞれのモデルを使って計算する。シナリオの提案者は実測値をもっているが、その結果は、一同の計算結果がまとまるまで明らかにされない。計算の出発点となる環境データから、モデル計算に求められている情報までの一連の流れはシナリオと呼ばれる。シナリオの提案から、計算結果の検討までおよそ半年の間に作業が行われる。シナリオは、必ずしも実測値に基づくものぱかりではなく、仮想的な条件下での計算も含まれ、被ばくの決定因子や決定経路などの検討も行われている。ＴＣＷＧは昨年（２００３年）の１０月以来３回の会合が既に開かれており、すでに二つのシナリオについてのモデル計算が行われ、その結果は、先月２００４年９月１３－１７日にドイツのバーデンバーデンで行われた。これら二つのシナリオと計算結果相互比較のあらましを、感想をまじえながら述べよう。 ６．４ モデル計算結果比較の例 ＥＭＲＡＳの前身であるＢｌＯＭＡＳＳのトリチウムワーキンググルーブ最終報告ＤはＩＡＥＡより出版されている。ＥＭＲＡＳは現在進行中であり、作業途中のデータの公表は出来ない。そこで、モデル計算の結果のばらつきの大きさがどんなものかを見るために、ＢｌＯＭＡＳＳでの計算結果例を示そう。ＥＭＲＡＳ－ＴＣＷＧでのシナリオ計算でも似たり寄ったりのばらつきがある。 図１はトリチウム水蒸気が定常的に放出された場合の大気中濃度の計算結果で、仮想シナリオに基づいた計算である。大気拡散コードはどこの国でも整備されていて、その結果はよく一致しそうだが、実際はそうでもない。地表での吸着や再放出量の評価、ブルームの広がりの評価、などの扱いによって計算結果は違ってくる。トリチウム発生源のごく近くを除いて、ばらつきの範囲は最低の評価値のほぼ２倍に収まっている。非常によく一致していると見るべきである。 図２はフランスのシナリオでの計算結果で植物の組織内ＦＷＴに関する計算結果である。この場合は、大気中トリチウムの植物への沈着率、湿度、植物からの再放出など多くの条件のとり方によって計算結果におよそ一桁のばらつきが出てきた。予測結果が当てにならないからモデリングはナンセンスだという意見もあるが、以上のようにモデル計算結果にばらつきがあることは、モデリングの価値を下げることにはならない。むしろ足りないデータは何か、どのようにデータを集めたらよいのか、モデルの概念はあっているのか、などなどモデリングと実験の両方にフィードバックされて両方の質を高めるのに役に立つ。   ６．５ 最近のＥＭＲＡＳ－ＴＣＷＧの活動：２つのシナリオによるモデル計算相互比較 ６．５．エパーチ湖シナリオ ＡＥＣＬから提案されたシナリオである。ＡＥＣＬチョークリバー研究所の敷地内にあるパーチ湖は直径約６００ｍ、深さ最大４ｍほどの小さな湖である。ここには、近くの廃棄物処理施設から定常的にトリチウム水が流入しており、湖水のトリチウム濃度は定常状態にある。湖には５つの小川からの水が流入しており、このうちの二つがトリチウムの流入源となっている。湖水のトリチウム濃度は土に３つの採取点で、表層水、底層永、底質含有水が測定され、空気中濃度も測定されている。潮水中の平均トリチウム濃度は約４Ｂｑ／ｃｃである。モデラーはこれらの測定情報をもとに、魚（カワカマス、ブルヘッド（なまずの仲問））、植物（アワガエリ、水草、藻）、および堆積物に含まれるＦＷＴとＯＢＴの比放射能を予想する訳である。Ｄａｖｉｓ達は、得られた測定データを詳細に検討していて、まもなく論文として公表される。もちろん、その内容 は計算結果が出るまでモデラーには知らされなかった。モデラーの殆どは、平衡状態を仮定したモデルを使って計算したので、ＦＷＴの計算結果は実測値近い値であった。ただ、例外的になまずでの著者とＧ氏の計算結果が実測値の２倍近い値となった。著者の場合、なまずが底近くにすみ高濃度のトリチウム水にいつもさらされていると仮定したためである。魚のＯＢＴについての予想は、ただ一つのモデルを除き、提出された他の７つの計算結果すべてが実測値から５０１００％外れた予想をしていて、最大の予測値は最小の予測値のほぼ６倍もあった。その埋由として、一つには、魚の生息環境でのＦＷＴ濃度予想のばらつきであり、もうひとつの理由は、ＦＷＴ濃度からＯＢＴ濃度を導く際に用いられるＯＢＴ生成の際のアイソトープ効果定数（Discrimination Factor,DF）の選択にある。本来モデル計算は、パラメータの値がわからないと計算は出来ないのだが、今回のようなシナリオだと、過去の文献データにも必要なパラメータがほとんど見つからないので、Ｉ類推や想像で決められたパラメータが使われる。実際に使われたＤＦの値は0.35-0.7の範囲にあり、想定されたＦＷＴ濃度のばらつきを考慮すれば、予測ＯＢＴ濃度／観測濃度の比（Ｐ／０比）が最大６になっても不思議ではない。実測によって得られたＤＦ値は0.79（二枚貝、カワカマス、なまずのいづれについても同じ値）であった。 著者にとって面白いのは、普通我々は、モデルで便われるパラメータの値がきまらないとモデル計算は始めにくいのだが、類推であれ、想像であれ、ともかくやってみるというモデラーの姿勢である。実測のデータが開示されてから、モデルを見直してみると、モデルの構造のどこを手直ししたらよいかがよくわかり、モデリングと実験のよい協調関係が生まれてくる。 ６．５．２ 大豆シナリオ 韓国のグルーブから提供されたシナリオである。植物栽培用の大きなグローブボックスの中で、大豆を栽培し、トリチウム水蒸気への曝露を１時間行ってから野外環境に移し替える実験が行われた。このシナリオでは、大気中トリチウムの葉面からの吸収がテーマである。大豆生長のいくつかの時期（成長期、結実期、収穫前）にトリチウム曝露 実験が行われ、曝露直後から収穫までのいくつかの時期にＦＷＴとＯＢＴの測定がされている。モデラ一には曝露時、曝露後の気象条件や、曝露時の大気中とリチウム濃度などの情報が提供され、測定結果を予測することが求められる。 このシナリオでもモデラーが、過去の発表データや文献などから直接利用できる情報はほとんどなくて、類推するか理論的に予測するほかはない。その結果、モデル計算の結果には、モデル問で大変なばらつきがある。例えば曝露から２４時間後の大豆値物体内ＦＷＴ比放射能の実測結果は3.9Bq/ccであるのに対して予測結果は0.058-8.7×105Bq/ccと実に７桁ものぱらつきがある。ちなみに著者の予測結果は482Bq/ccであったから、まあまあの結果であったともいえるが、今世界で開発されている食物連鎖モデルの実情を示しているともいえる。また、一般的に複雑なモデルほど、またダイナミックモデルのほうが、実測値から離れた予測をしていたように思う。現在進行中の作業なので、具体的なデータは公表できないが、モデル計算を行った研究者は、参加国を代表する研究者であり、計算コードも国際的によく知られたものが多い。それにもかかわらず計算結果のばらつきが大きいことでこのプロジェクトの課題の一つが明らかになった。 大気から植物へのトリチウム移行パラメータを、多くの植物について実験的に求めるには、大変な労力とお金が必要である。代表的ないくつかの植物について、基本となるパラメータ（大気からの移行速度定数、土壌からの移行速度定数など）を決定し、それらの値を統一的に導き出せるような理論を作ることが必要だろう。 おわりに トリチウムの環境動態と線量評価法について、この４半世紀の歩みを紹介してきた。トリチウムの動態研究は水素の動態研究に通ずる。生物圏における水の振る舞いは意外とわかっていない。魚介類の体内の水は絶えず環境の水と入れ替わっている。また、地上の植物も葉を通して、絶えず大気中と間で水分の交換をしている。してみると、生命にとって必須な他の微量元素や化合物も、人体と環境との間で行き来しているのではないかという気がする。トリチウムの研究を通じて、生命は水の中で作られ生かされていることを改めて思う。ＢｌＯＭＡＳＳとＥＭＲＡＳに参加して、学んだことの一つは、自然を見るときにリニアスケールではだめでログスケールでものを見ないといけないということである。我々が自然環境を数式で表現しようとする時には対数目盛で考えたほうがよいような気がしている。一桁の誤差範囲で予測できたなら上出来というべきだろう。 環境におけるトリチウムの挙動は、いまだもってわからない部分が多い。ＥＭＲＡＳの活動は、何がわかっており、何が課題であるかを明らかにする点で大きな意義がある。若い世代の人たちが一人でも多く関心を持ってくれることを期待して本稿を終える。 参考文献 1) IAEA:Modelling the Environmental Transport of Tritium in the Vicinity of Long Term Atmospheric and Sub-Surface Sources (IAEA BIOMASS-3)2003 |