JP2013152218A - セシウム及びストロンチウムの除去方法 - Google Patents

Abstract

【課題】排水中のセシウム及びストロンチウムのみならず、土壌や瓦礫等の廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムも効果的に除去することのできるセシウム及びストロンチウムの除去方法を実現する。
【解決手段】セシウム及びストロンチウムを含有する排水にリン酸又はリン酸塩を添加して攪拌する第１の工程と、上記排水にマグネシウム塩を添加して攪拌する第２の工程と、上記排水にｐＨ調整剤を添加し、排水をｐＨ８以上のアルカリ側に調整する第３の工程と、上記排水を、セシウム及びストロンチウムの凝集沈殿物と、上澄み液とに固液分離する第４の工程を有する。
【選択図】図１

Description

本発明はセシウム及びストロンチウムの除去方法に係り、より詳しくは、排水中に含有された放射性のセシウム及びストロンチウのみならず、土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着した放射性のセシウム及びストロンチウムも効果的に除去することができるセシウム及びストロンチウムの除去方法に関する。

２０１１年３月１１日に発生した東日本大震災に伴う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放出され、河川や土壌等、国土の広範囲が放射性物質で汚染される事態が生じた。
放出された放射性物質の内、セシウム１３７（^１３７Ｃｓ）やストロンチウム９０（^９０Ｓｒ）は半減期が約３０年と非常に長いため飛散地域の長期的な被爆が懸念されている。また、雨水が合流する下水処理場等では汚泥中の放射性物質濃度が高くなるため、処理した汚泥の廃棄処分に支障を来している。更に、放射性物質が付着した瓦礫や土壌等の放射性固体廃棄物の処理方法も十分に確立されていないことから、行き場を失った大量の放射性固体廃棄物が処理されぬまま各地で滞留する事態となっている。

従来、放射性物質の除去方法としては、ゼオライトを用いた吸着法（例えば特開平４−３１５９９８号公報、特開平４−３４０４９７号公報）、フェロシアン化物吸着剤を用いた吸着法（特開平５−３１７６９７号公報）、リンモリブデン酸アンモニウムやアルミノシリケート等の無機系吸着剤を用いた吸着法（特開２０００−８４４１８号公報、特開平５−３４４９７号公報）等が知られている。

特開平４−３１５９９８号公報 特開平４−３４０４９７号公報 特開平５−３１７６９７号公報 特開２０００−８４４１８号公報 特開平５−３４４９７号公報

しかしながら、従来の上記ゼオライトを用いた吸着法、フェロシアン化物吸着剤を用いた吸着法、リンモリブデン酸アンモニウムやアルミノシリケート等の無機系吸着剤を用いた吸着法は、総じてセシウムに対して特異的に吸着するものであり、セシウムと共にストロンチウムも効率的に同時除去できるものではなかった。尚、ストロンチウムを選択的に吸着するゼオライトもあるが、それを併用した場合、処理剤の増量や二段階処理が必要になり、吸着剤の量や処理槽が増えてしまうと共に、汚泥量も増えるため効率が悪い。
また、従来の吸着法では、吸着性能の低下を防止するためにｐＨコントロールを中性域で正確に行う必要があった。

さらに、従来の吸着法を用いて土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着した放射性物質を除去する場合、土壌や瓦礫中に含まれるナトリウムイオンやカリウムイオン等の陽イオン存在下では放射性物質の吸着が阻害され、除去率が悪化するという問題があった。

この発明は、従来の上記問題点に鑑みて案出されたものであり、その目的とするところは、排水中のセシウム及びストロンチウムのみならず、土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムも効果的に除去することのできるセシウム及びストロンチウムの除去方法を実現することにある。

上記目的を達成するため、本発明に係る請求項１に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法は、
セシウム及びストロンチウムを含有する排水にリン酸又はリン酸塩を添加して攪拌する第１の工程と、
上記排水にマグネシウム塩を添加して攪拌する第２の工程と、
上記排水にｐＨ調整剤を添加し、排水をｐＨ８以上のアルカリ側に調整する第３の工程と、
上記排水を、セシウム及びストロンチウムの凝集沈殿物と、上澄み液とに固液分離する第４の工程と、
を有することを特徴とする。

請求項２に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法は、請求項１に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法において、
上記第１の工程の前段に、土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを水もしくは酸等に溶解させて、固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを排水としての水層に移す工程を有することを特徴とする。

請求項３に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法は、請求項１又は２に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法において、
上記マグネシウム塩が、粉末状の酸化マグネシウム又はスラリー状の水酸化マグネシウムであることを特徴とする。

請求項４に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法は、請求項１〜３の何れかに記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法において、
上記ｐＨを１０以上に調整することを特徴とする。

請求項５に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法は、請求項１，２又は４の何れかに記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法において、
上記第１の工程において、セシウム及びストロンチウムを含有する排水にリン酸を５００ｐｐｍ〜１００００ｐｐｍ添加し、上記第２の工程において、セシウム及びストロンチウムを含有する排水にスラリー状の水酸化マグネシウムを２００ｐｐｍ〜４０００ｐｐｍ添加することを特徴とする。

本発明の請求項１に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法にあっては、セシウム及びストロンチウムを含有する排水に、リン酸又はリン酸塩、及び、マグネシウム塩を添加することにより、排水中のセシウム及びストロンチウムが溶解性の低いリン酸塩となって沈殿する。このため、排水を、セシウム及びストロンチウムの凝集沈殿物と、セシウム及びストロンチウムが除去された上澄み液とに固液分離することができる。
尚、リン酸又はリン酸塩、及び、マグネシウム塩にセシウム及びストロンチウムが反応して生成されるリン酸塩は、中性付近から酸性になると溶解して再びセシウム及びストロンチウムが溶出してしまうため、ｐＨを８以上のアルカリ側に調整することにより、リン酸塩の溶解が抑制され、セシウム及びストロンチウムに対する高い除去効果を得ることができる。

請求項１に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法において、請求項２に記載の如く、第１の工程の前段に、土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを水もしくは酸等に溶解させて、固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを排水としての水層に移す工程を設ければ、固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムも除去することができる。

請求項１又は２に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法において、請求項３に記載の如く、マグネシウム塩として粉末状の酸化マグネシウム又はスラリー状の水酸化マグネシウムを用いると高い除去効果が得られる。特に、スラリー状の水酸化マグネシウムは高活性であり凝集沈降性が非常に優れている。

請求項１〜３の何れかに記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法において、請求項４に記載の如くｐＨを１０以上に調整した場合には、セシウム及びストロンチウムの除去率が９７％以上（後述実施例４及び５参照）であり、非常に高い除去効果が得られる。

排水にリン酸と水酸化マグネシウムを添加する場合において、添加するリン酸と水酸化マグネシウムの添加量が少ないと沈降性が悪化し除去率が不良となる。一方、添加量が多いと凝集沈殿物の発生量が増大するため好ましくない。
請求項５に記載の如く、第１の工程において、セシウム及びストロンチウムを含有する排水にリン酸を５００ｐｐｍ〜１００００ｐｐｍ添加し、また、第２の工程において、セシウム及びストロンチウムを含有する排水にスラリー状の水酸化マグネシウムを２００ｐｐｍ〜４０００ｐｐｍ添加した場合、高い除去効果が実現できると共に、凝集沈殿物の発生量も少量に抑制することができる。

本発明に係るセシウム及びストロンチウムの除去方法は、リン酸又はリン酸塩と、マグネシウム塩を用いる除去方法である。
処理に用いるリン酸若しくはリン酸塩としては、リン酸、リン酸アルミニウム、リン酸二水素アンモニウム、リン酸水素二アンモニウム、リン酸三アンモニウム、リン酸アンモニウムマグネシウム、リン酸二水素ナトリウム、リン酸水素二ナトリウム、リン酸三ナトリウム、リン酸二水素カリウム、リン酸水素二カリウム、リン酸三カリウム、リン酸水素カルシウム、ビス(リン酸二水素)カルシウム、リン酸三カルシウム、リン酸水素バリウム、リン酸マグネシウム、リン酸水素マグネシウム、リン酸亜鉛などが該当するが、リン酸塩より、リン酸［Ｈ_３ＰＯ_４］を用いた場合がより好適にセシウム及びストロンチウムを除去できる。

上記マグネシウム塩としては、酢酸マグネシウム、安息香酸マグネシウム、臭化マグネシウム、炭酸マグネシウム、塩化マグネシウム、フッ化マグネシウム、リン酸マグネシウム、リン酸水素マグネシウム、水酸化マグネシウム（高反応水酸化マグネシウムを含む）及びそのスラリー、乳酸マグネシウム、硝酸マグネシウム、シュウ酸マグネシウム、酸化マグネシウム（高活性酸化マグネシウムを含む）、ステアリン酸マグネシウム、コハク酸マグネシウム、硫酸マグネシウムなどが該当するが、粉末状の酸化マグネシウム［ＭｇＯ］又はスラリー状の水酸化マグネシウム［Ｍｇ（ＯＨ）_２］を用いた場合がより好適にセシウム及びストロンチウムを除去できる。

以下において、図１のフロー図に基づいて、排水中の放射性のセシウム及びストロンチウムを除去する際の処理工程を説明する。
［第１の工程］
先ず、排水に規定量のリン酸又はリン酸塩を添加し（Ｓ10）、所定時間（一例として３〜５分間）攪拌（Ｓ12）してリン酸又はリン酸塩と排水を混合する。
尚、リン酸としては、一般に市販されている７５〜８５％のリン酸水溶液を用いることができる。

［第２の工程］
次に、排水にマグネシウム塩としての規定量の酸化マグネシウム又は水酸化マグネシウムを添加する（Ｓ14）。
上記酸化マグネシウムは粉末状のものを添加し、水酸化マグネシウムはスラリー状のものを添加する。水酸化マグネシウムスラリーは、水酸化マグネシウム粒子の水分散体であり、海水に水酸化カルシウム（消石灰）を加えて得たものを好適に使用することができる。
マグネシウム塩の添加後、所定時間（一例として３〜５分間）攪拌する（Ｓ16）ことにより、マグネシウム塩を溶解させて排水と混合する。

［第３の工程］
次に、排水にｐＨ調整剤を添加（Ｓ18）し、所定時間（例えば５〜１０分間）攪拌（Ｓ20）し、排水をｐＨ８以上のアルカリ側に調整する。
ｐＨ調整剤としては、苛性ソーダ（水酸化ナトリウム）、水酸化カルシウム、炭酸ナトリウム等適宜のものを用いることができるが、ハンドリングの観点から苛性ソーダ（水酸化ナトリウム）が好適である。

［第４の工程］
次に、排水を所定時間（例えば３０〜６０分間）静置することにより、排水を上澄み液とセシウム及びストロンチウムの凝集沈殿物とに固液分離する（Ｓ22）。
すなわち、排水中のセシウム、ストロンチウムは、以下の反応式（１）及び（２）に示すように、溶解性の低いリン酸塩となって沈殿するため、セシウム及びストロンチウムが除去された上澄み液と、セシウム及びストロンチウムの凝集沈殿物とに分離できるのである。
反応式（１）
Ｃｓ^＋ ＋ Ｈ_３ＰＯ_４ ＋ Ｍｇ（ＯＨ）_２ → ＭｇＣｓＰＯ_４ ↓ ＋ Ｈ_２Ｏ ＋ Ｈ^＋
反応式（２）
３Ｓｒ^２＋ ＋ ２Ｈ_３ＰＯ_４ → Ｓｒ_３（ＰＯ_４）_２↓ ＋ ６Ｈ^＋

上澄み液と沈殿物との固液分離の方法は、上記した排水を静置する自然沈降法以外に遠心分離法やフィルターによるろ過法を用いても良い。
尚、一般的な排水処理の固液分離法においては、アルミニウム塩等の無機凝集剤や高分子凝集剤を添加して行うが、これらを添加すると沈殿物の脱水性が悪化し、汚泥重量が増加することがあるが、本発明方法にあっては、凝集剤を添加せずとも沈降性が良好であり、沈殿物の脱水作業も容易に行うことが可能である。

Ｓ22の固液分離完了後、上澄み液の放射線量若しくは放射性物質の濃度を計測し（Ｓ24）、目標値未満の場合には、放射性のセシウム及びストロンチウムの除去処理が完了した上澄み液を、通常の排水として廃棄する（Ｓ26）ことが可能である。また、この上澄み液は放射線量若しくは放射性物質の濃度が目標値未満となっているため、排水処理等を行う際に再利用することができる。

一方、放射性のセシウム及びストロンチウムの凝集沈殿物は、脱水処理を行い（Ｓ28）、乾燥・軽量化した上で放射性廃棄物として処理すれば良い（Ｓ30）。

尚、上記Ｓ24において、上澄み液の放射線量若しくは放射性物質の濃度が目標値以上の場合には、Ｓ10〜Ｓ22の処理を再度行う。

本発明に係るセシウム及びストロンチウムの除去方法は、土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムの除去にも用いることができる。この場合、対象となる固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを水もしくは酸等に溶解させて水層に移すことにより除去が可能となる。

土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着した放射性のセシウム及びストロンチウムの処理は、上記第１の工程の前段において以下の処理を行う。
（１）先ず、土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを水もしくは酸等に溶解させることで、固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを水層に移す。
（２）洗浄後の固体廃棄物は除去し、放射線量若しくは放射性物質の濃度が低くなれば一般廃棄物として処理を行うことが可能である。
セシウム及びストロンチウムを含有する水層は排水として、図１及び上記で説明したＳ10〜Ｓ30の処理工程（第１の工程〜第４の工程）を行う。

尚、土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを水層に移した場合、固体廃棄物中の粘土質の微粒子や瓦礫の研磨で生じた放射性物質を含む微粒子も水層に移って浮遊した状態となるため、係る粘土質の微粒子を自然沈降により固液分離することは困難である。特にセシウムは粘土質に吸着するため、強酸で長時間加熱してセシウムを粘土質から溶出させない限り、ゼオライト等の吸着剤を用いた従来の除去方法（特許文献１〜特許文献５参照）では粘土質に吸着したセシウムを除去することは困難であった。
これに対して本発明方法の場合には、水中に浮遊する粘土質も沈殿させることができるため、水中に溶解したセシウム及びストロンチウムだけでなく、粘土質や研磨粒子に吸着したセシウムやストロンチウムも同時に固液分離による除去が可能である。

上記においては、放射性のセシウム及びストロンチウムを除去する場合について説明したが、放射性のセシウム及びストロンチウムと非放射性のセシウム及びストロンチウムとの間に化学的性質の相違はないことから、本発明方法は非放射性のセシウム及びストロンチウムの除去にも適用できる。

以下に本発明を、実施例を挙げて更に詳細に説明する。
上記の通り、放射性のセシウム及びストロンチウムと非放射性のセシウム及びストロンチウムとの間に化学的性質の相違はないことから、セシウム及びストロンチウム試料としては何れも放射性核種を持たないものを使用した。
試験に用いた被処理水としての標準セシウム溶液は、塩化セシウム（関東化学製 平衡密度勾配遠心法用）を蒸留水で溶解することで、１００ｍｇ／Ｌの標準セシウム溶液を調整した。
また、被処理水としての標準ストロンチウム溶液は、塩化ストロンチウム・六水和物（関東化学製 特級）を蒸留水で溶解することで、１００ｍｇ／Ｌの標準ストロンチウム溶液を調整した
尚、セシウム及びストロンチウム共にＩＣＰ質量分析法を用いて測定した。

［実施例１：マグネシウム塩のセシウム除去効果と沈降性試験］
酸化マグネシウム、水酸化マグネシウムのそれぞれについてセシウム除去効果と沈降性についての試験を行った。
（試験方法）
１００ｐｐｍに調整した標準セシウム溶液をメスシリンダーで１００ｍＬ測り取り、２００ｍＬ容ビーカーに入れる。これをマグネティックスターラーで撹拌しながら、リン酸を１００００ｐｐｍ添加して攪拌後、粉末状の酸化マグネシウムを４０００ｐｐｍ添加するもの、スラリー状の水酸化マグネシウムを４０００ｐｐｍ添加するものの２種類の試料を作製した。その後、それぞれｐＨ調整剤を添加してｐＨを１１に調整した。
その後、３０分間静置して自然沈降による固液分離を行った後、上澄み液を採取してセシウム除去率を測定した。結果を図２のグラフ（ａ）に示す。
また、凝集沈殿したスラッジ（凝集沈殿物）の界面高さから、スラッジの容積（ｍＬ）の割合（％）であるＳＶ３０を測定した。結果を図２のグラフ（ｂ）に示す。

図２（ａ）のグラフに示す通り、酸化マグネシウムのセシウム除去率は９７．９％、水酸化マグネシウムのセシウム除去率は９８．８％であり、共に高いセシウム除去効果を発揮することが判る。
一方、図２（ｂ）のグラフに示される通り、粉末状の酸化マグネシウムのＳＶ３０は６３％であるのに対し、スラリー状の水酸化マグネシウムのＳＶ３０は１９％であることから、粉末状の酸化マグネシウムより、スラリー状の水酸化マグネシウムを用いた場合の方が凝集沈降性が非常に優れていることが判る。これは、スラリー状の水酸化マグネシウムは高活性で沈降性が高いためである。
従って、マグネシウム塩としては、粉末状の酸化マグネシウムより、スラリー状の水酸化マグネシウムを用いるのが好ましい。

［実施例２：リン酸及び水酸化マグネシウムのセシウム除去効果試験］
（試験方法）
２００ｍＬ容ビーカーに１００ｐｐｍに調整した標準セシウム溶液をメスシリンダーに１００ｍＬ測り取った後、マグネティックスターラーで撹拌しながら、リン酸を１００００ｐｐｍ添加して攪拌後、スラリー状の水酸化マグネシウムを４０００ｐｐｍ添加した。その後、ｐＨ調整剤を添加してｐＨを１１に調整した。
その後、３０分間静置して自然沈降による固液分離を行った後、上澄み液を採取してセシウム濃度を測定した。
図３のグラフに示す通り、上澄み液のセシウム濃度は１．２ｐｐｍに減少しており、９８％以上の極めて高いセシウム除去効果が得られた。

［実施例３：リン酸及び水酸化マグネシウムのストロンチウム除去効果試験］
（試験方法）
２００ｍＬ容ビーカーに１００ｐｐｍに調整した標準ストロンチウム溶液をメスシリンダーで１００ｍＬ測り取った後、マグネティックスターラーで撹拌しながら、リン酸を１００００ｐｐｍ添加して攪拌後、スラリー状の水酸化マグネシウムを４０００ｐｐｍ添加した。その後、ｐＨ調整剤を添加してｐＨを１１に調整した。
その後、３０分間静置して自然沈降による固液分離を行った後、上澄み液を採取してストロンチウム濃度を測定した。
図４のグラフに示す通り、上澄み液のストロンチウム濃度は０．０４ｐｐｍに減少しており、９９％以上の極めて高いストロンチウム除去効果が得られた。

［実施例４：被処理水のｐＨとセシウム除去率との関係性の試験］
（試験方法）
１００ｐｐｍに調整した標準セシウム溶液をメスシリンダーで１００ｍＬ測り取り、２００ｍＬ容ビーカーに入れたものを７個用意し、マグネティックスターラーで撹拌しながら、リン酸を２５００ｐｐｍ添加して攪拌後、スラリー状の水酸化マグネシウムを１０００ｐｐｍ添加した。その後、各ビーカー内の被処理水のｐＨを６〜１２の範囲で異なるｐＨに調整後、３０分間静置して自然沈降による固液分離を行った後、上澄み液を採取してセシウム除去率を測定した。
図５のグラフに示す通り、ｐＨが８以上のアルカリ側に調整した場合において９０％以上の除去率となっており、特にｐＨ１０以上では９７％以上と非常に高い除去効果が得られることが判る。

［実施例５：被処理水のｐＨとストロンチウム除去率との関係性の試験］
（試験方法）
１００ｐｐｍに調整した標準ストロンチウム溶液をメスシリンダーで１００ｍＬ測り取り、２００ｍＬ容ビーカーに入れたものを７個用意し、マグネティックスターラーで撹拌しながら、リン酸を２５００ｐｐｍ添加して攪拌後、スラリー状の水酸化マグネシウムを１０００ｐｐｍ添加した。その後、各ビーカー内の被処理水のｐＨを６〜１２の範囲で異なるｐＨに調整後、３０分間静置して自然沈降による固液分離を行った後、上澄み液を採取してストロンチウム除去率を測定した。
図６のグラフに示す通り、ｐＨが８以上のアルカリ側に調整した場合において８６％以上の除去率となっており、特にｐＨ１０以上では９８％以上と非常に高い除去効果が得られることが判る。

実施例４及び実施例５の試験結果（図５及び図６）からも明らかな通り、被処理水のｐＨを８以上のアルカリ側に調整した場合において、セシウム及びストロンチウムに対して高い除去効果を得ることができ、特に、除去率が９７％以上となるｐＨ１０以上に調整するのが好適である。
セシウム及びストロンチウムが、リン酸及び水酸化マグネシウムと反応して生成される沈降性の高いリン酸塩［ ＭｇＣｓＰＯ_４ ↓、Ｓｒ_３（ＰＯ_４）_２↓］は、中性付近から酸性になると溶解して再びセシウム及びストロンチウムが溶出してしまう。そこで、ｐＨを８以上のアルカリ側に調整することにより、リン酸塩の溶解が抑制され、セシウム及びストロンチウムに対する高い除去効果を得ることができるのである。

尚、実際に土壌の除染作業を行う場合、薬剤としてのリン酸や水酸化マグネシウムが土壌の影響を受けるおそれがある。特に粘土質はセシウムを特異的に吸着する上に、土壌懸濁液中ではコロイド状態で存在し、沈降性が非常に悪い。このため、土壌の除染を行う際は、土壌、特に粘土質の存在下でも優れた沈降性を示す必要がある。
このための試験を下記実施例６および実施例７において行った。尚、試験には、土壌の試験において一般的に用いられる笠岡粘土を使用したが、土壌の種類としてこれに限定されるものではない。

［実施例６：粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、セシウム除去率との関係性の試験］
（試験方法）
笠岡粘土を２％添加した１００ｐｐｍのセシウム溶液を１００ｍＬずつ測り取ったビーカーを用意し、
（１）リン酸及び水酸化マグネシウムを添加しない場合、
（２）リン酸５００ｐｐｍ、スラリー状の水酸化マグネシウム２００ｐｐｍを添加した場合、
（３）リン酸１２５０ｐｐｍ、スラリー状の水酸化マグネシウム５００ｐｐｍを添加した場合、
（４）リン酸２５００ｐｐｍ、スラリー状の水酸化マグネシウム１０００ｐｐｍを添加した場合、
（５）リン酸５０００ｐｐｍ、スラリー状の水酸化マグネシウム２０００ｐｐｍを添加した場合、
（６）リン酸１００００ｐｐｍ、スラリー状の水酸化マグネシウム４０００ｐｐｍを添加した場合のそれぞれについて、
［Ａ］自然沈降による固液分離時、
［Ｂ］ろ過による固液分離時、
［Ｃ］遠心分離による固液分離時
におけるセシウム除去率を測定した。

尚、自然沈降による固液分離時においては、３０分間静置後、上澄み液を採取して測定したが、この際、浮遊している粘土中のセシウム濃度も測定するため上澄み液を王水にて加熱分解した。
また、ろ過による固液分離は５Ｂのろ紙を用いて凝集沈殿物 のろ過を行い、ろ液中のセシウム濃度を測定した。
さらに、遠心分離による固液分離は１６０Ｇで２分間行った後、上澄み液を採取して測定したが、この際、上澄み中の浮遊物に含有されるセシウム濃度も測定するため上澄み液を王水にて加熱分解した。
尚、何れの場合もｐＨは１１に調整して行った。
図７は自然沈降による固液分離時のセシウム除去率の試験結果のグラフ、図８はろ過による固液分離時のセシウム除去率の試験結果のグラフ、図９は遠心分離による固液分離時のセシウム除去率の試験結果のグラフである。

尚、上記［Ａ］の自然沈降による固液分離の場合に関しては、凝集沈殿したスラッジの容積割合であるＳＶ３０の測定も行い、その結果を図１０のグラフに示した。

［実施例７：粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、ストロンチウム除去率との関係性の試験］
（試験方法）
笠岡粘土を２％添加した１００ｐｐｍのストロンチウム溶液を１００ｍＬずつ測り取ったビーカーを用意し、上記実施例６の場合と同様の方法でストロンチウム除去率を測定した。
図１１は自然沈降による固液分離時のストロンチウム除去率の試験結果のグラフ、図１２はろ過による固液分離時のストロンチウム除去率の試験結果のグラフ、図１３は遠心分離による固液分離時のストロンチウム除去率の試験結果のグラフである。
尚、自然沈降による固液分離の場合に関しては、凝集沈殿したスラッジの容積割合であるＳＶ３０の測定も行い、その結果を図１４のグラフに示した。

実施例６及び実施例７においては、リン酸と水酸化マグネシウムの添加比率を２．５：１としている。これは、上記反応式（２）におけるＨ_３ＰＯ_４とＭｇ（ＯＨ）_２の１モル当たりの重量比が２．５：１であることに鑑み、両者の添加比率を２．５：１とするのが好適と考えられるためである。勿論これに限定されるものではなく、リン酸と水酸化マグネシウムの添加比率は５：１〜１：５程度の範囲で効果的に除去処理を行うことができる。

実施例６及び実施例７の試験結果を示す図７〜図１４のグラフより以下の効果が確認できる。
［１］自然沈降による固液分離であっても、ろ過による固液分離、遠心分離による固液分離と同等である９６％以上という高いセシウム除去率及びストロンチウム除去率が実現されている。従って、本発明方法は、ろ過処理や遠心分離処理を必要とすることなく、自然沈降によって十分なセシウム及びストロンチウムの除去を行うことができる。
［２］本発明方法は、粘土質が含有された被処理水であっても９６％以上という高いセシウム除去率及びストロンチウム除去率が実現されている。これは、スラリー状の水酸化マグネシウムが高活性で沈降性が良好なため、水中に浮遊する粘土質も沈殿させることができ、水中に溶解したセシウム及びストロンチウムだけでなく、粘土質に吸着したセシウム及びストロンチウムも同時に固液分離による除去が可能なためである。
従って、本発明方法は、粘土質を有する土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムの除去にも有効であることが判る。
［３］リン酸と水酸化マグネシウムの添加量が少ないと沈降性が悪化し除去率が不良となる。一方、添加量が多いとスラッジの発生量が増大する（図１０及び図１４参照）ため好ましくない。
図７〜図１０のセシウムの試験結果より、リン酸が５００ｐｐｍ〜１００００ｐｐｍ、水酸化マグネシウムが２００ｐｐｍ〜４０００ｐｐｍの範囲内においては、９６％以上の高いセシウム除去率が実現できると共に、ＳＶ３０も３９％以下と低く抑えることができる。
同様に、図１１〜図１４のストロンチウムの試験結果より、リン酸が５００ｐｐｍ〜１００００ｐｐｍ、水酸化マグネシウムが２００ｐｐｍ〜４０００ｐｐｍの範囲内においては、９６％以上の高いストロンチウム除去率が実現できると共に、ＳＶ３０も３２％以下と低く抑えることができる。
尚、スラッジ発生量をより一層抑制する観点からは、セシウムのＳＶ３０が２６％以下、ストロンチウムのＳＶ３０が２７％以下となるリン酸５００ｐｐｍ〜５０００ｐｐｍ、水酸化マグネシウム２００ｐｐｍ〜２０００ｐｐｍの範囲内とするのが好適である。

［実施例８：セシウム及びストロンチウムが混合された被処理水にリン酸及び水酸化マグネシウムを添加した場合のセシウム除去率、ストロンチウム除去率の試験］
（試験方法）
セシウム及びストロンチウムをそれぞれ１００ｐｐｍ添加した被処理水を１００ｍＬ測り取ったビーカーを用意し、これに、リン酸を２５００ｐｐｍ、スラリー状の水酸化マグネシウムを１０００ｐｐｍ添加し、ｐＨを１１に調整した。被処理水をろ過した後、ろ液中のセシウム濃度及びストロンチウム濃度を測定した。
試験結果を図１５に示す。

図１５のグラフに示す通り、セシウムの除去率は９８．９８％、ストロンチウムの除去率は９９．８３％であり、セシウム単独の被処理水の場合（実施例２、図３参照）、ストロンチウム単独の被処理水の場合（実施例３、図４参照）と同等の非常に高い除去効果が得られており、本発明方法は、セシウム及びストロンチウムが共に含有された排水に対して高い除去効果を有することが判る。

被処理水からセシウム及びストロンチウムを除去する際の処理工程を示すフロー図である。 被処理水にマグネシウム塩（酸化マグネシウム及び水酸化マグネシウム）を添加した場合のセシウム除去率を示すグラフ（ａ）と、３０分間静置後のスラッジの容積割合（ＳＶ３０）を示すグラフ（ｂ）である。 セシウム濃度１００ｐｐｍの被処理水にリン酸及び水酸化マグネシウムを添加した場合のセシウム濃度を示すグラフである。 ストロンチウム濃度１００ｐｐｍの被処理水にリン酸及び水酸化マグネシウムを添加した場合のストロンチウム濃度を示すグラフである。 被処理水にリン酸及び水酸化マグネシウムを添加した場合における被処理水のｐＨとセシウム除去率との関係を示すグラフである。 被処理水にリン酸及び水酸化マグネシウムを添加した場合における被処理水のｐＨとストロンチウム除去率との関係を示すグラフである。 粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、セシウム除去率（自然沈降時）との関係を示すグラフである。 粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、セシウム除去率（ろ過時）との関係を示すグラフである。 粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、セシウム除去率（遠心分離時）との関係を示すグラフである。 粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、３０分間静置後のスラッジの容積割合（ＳＶ３０）との関係を示すグラフである。 粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、ストロンチウム除去率（自然沈降時）との関係を示すグラフである。 粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、ストロンチウム除去率（ろ過時）との関係を示すグラフである。 粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、ストロンチウム除去率（遠心分離時）との関係を示すグラフである。 粘土が混合された被処理水に添加するリン酸及び水酸化マグネシウムの濃度と、３０分間静置後のスラッジの容積割合（ＳＶ３０）との関係を示すグラフである。 セシウム及びストロンチウムが混合された被処理水にリン酸及び水酸化マグネシウムを添加した場合のセシウム除去率、ストロンチウム除去率を示すグラフである。

Claims (5)

1. セシウム及びストロンチウムを含有する排水にリン酸又はリン酸塩を添加して攪拌する第１の工程と、
   上記排水にマグネシウム塩を添加して攪拌する第２の工程と、
   上記排水にｐＨ調整剤を添加し、排水をｐＨ８以上のアルカリ側に調整する第３の工程と、
   上記排水を、セシウム及びストロンチウムの凝集沈殿物と、上澄み液とに固液分離する第４の工程と、
   を有することを特徴とするセシウム及びストロンチウムの除去方法。
2. 上記第１の工程の前段に、土壌や瓦礫等の固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを水もしくは酸等に溶解させて、固体廃棄物に付着したセシウム及びストロンチウムを排水としての水層に移す工程を有することを特徴とする請求項１に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法。
3. 上記マグネシウム塩が、粉末状の酸化マグネシウム又はスラリー状の水酸化マグネシウムであることを特徴とする請求項１又は２に記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法。
4. 上記ｐＨを１０以上に調整することを特徴とする請求項１〜３の何れかに記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法。
5. 上記第１の工程において、セシウム及びストロンチウムを含有する排水にリン酸を５００ｐｐｍ〜１００００ｐｐｍ添加し、上記第２の工程において、セシウム及びストロンチウムを含有する排水にスラリー状の水酸化マグネシウムを２００ｐｐｍ〜４０００ｐｐｍ添加することを特徴とする請求項１，２又は４の何れかに記載のセシウム及びストロンチウムの除去方法。
   
   
   
   

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