JP2017125785A

JP2017125785A - 放射性物質汚染粒状物質の除染方法

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Publication number: JP2017125785A
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Inventors: アイ　バン　トラン; Ban Toran Ai; バントランアイ
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Abstract

【課題】放射性セシウム１３４及び１３７の除染効率を高めた放射性物質汚染粒状物質の除染方法の提供を目的とする。【解決手段】放射性物質汚染粒状物質の除染方法は、放射性物質汚染粒状物質をリン酸ナトリウム系の分散剤と混合する前処理工程と、前処理工程を行った放射性物質汚染粒状物質を、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物と混合することで、放射性物質汚染粒状物質の放射性セシウム１３４及び１３７を多孔質粒状炭化焼成物に取り込む除染工程とを有する。【選択図】図４

Description

本発明は、放射性物質によって汚染された粒状物質を除染する放射性物質汚染粒状物質の除染方法に関するものであり、特に、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物によって、放射性セシウム１３４及び１３７の除染効率を向上させる前処理工程を含む放射性物質汚染粒状物質の除染方法に関するものである。

放射性物質汚染粒状物質は、農地、民間居住地域、公共施設等の土壌、排水、下水等の処理施設に堆積又は排出されるスラッジ、岩石粒子、堆積土砂（ｓｅｄｉｍｅｎｔ）、浚渫土砂（ｄｒｅｄｇｉｎｇ）である。また、放射性物質は、第一種のセシウムを含むランタノイドの原子番号５７〜７１の元素及び第二種のアクチノイドの原子番号８９〜１０４の元素である。本発明においては、第一種のセシウムについて考慮する。

放射性セシウム汚染粒状物質、特に土壌に関する一般な除染処理は、２つの方法がある。第一の方法は、主に機械的な処理による方法である。汚染土壌においては、放射性セシウムの大部分を含む粒径の小さい土壌と放射性セシウムの少ない部分を含む粒径の大きい土壌を分級され（特許文献１）、あるいは第一ステップとして放射性セシウム汚染土壌を焼却炉にて焼却し、減容化した汚染土壌は次に分級設備で放射性セシウムの多いと少ない部分の分級を行う（特許文献２）。

第二の方法は、放射性セシウム汚染土壌より化学薬剤溶液にて放射性セシウムを抽出する方法である。
特許文献３に記載されている抽出薬品溶液は、塩化第一鉄、塩化第二鉄、硫酸第一鉄、硫酸第二鉄、硝酸第一鉄、硝酸第二鉄及びポリ硫酸鉄の鉄塩、並びにアンモニウム塩、カリウム塩の塩化化合物である。この抽出液は、更に塩化セシウム、グリセリン又はエチレングリコールモノエチルエーテル（ＥＧＭＥ：セロソルブ）にて処理される。

一方、特許文献４に記載されている抽出薬品溶液は、無機酸、有機酸等であり、この酸性溶液はアルカリで中和し、更に硫酸アンモニウムを含む洗浄水にて洗浄工程でイオン交換を行い、上清と沈殿土壌を分画する。この上清は、モルデナイト、ゼオライト等の吸着剤で放射性物を吸着させる。

第二種放射性物質のアクチノイドのウラン、プルトニウム等においては、特許文献５によれば抽出薬品溶液は、炭酸ソーダ、シュウ酸、クエン酸、ＥＤＴＡ（エチレンジアミンテトラ酢酸のキレート剤）であり、また、前記抽出薬品のナトリウム塩からカリウム塩に置き換えると抽出効率が向上する。セシウムと異なって、ウラン、プルトニウム等が水に溶解しにくい為過酸化水素、オゾン、過マンガン酸カリウム等の酸化剤を前記抽出薬品溶液に添加する必要になる。

本発明者は、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物を用い、放射性物質汚染土壌の改良浄化テストを行い、放射性セシウム１３４及び１３７を放射性物質汚染土壌から除去可能であることを確認し、かつ、得られた白米の放射性物セシウム１３４及び１３７の合計の値である３０Ｂｑ／ｋｇが、日本基準値１００Ｂｑ／ｋｇより低い値であることを、特許文献６に開示した。

ここで、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物は、古紙、木材チップ単独、あるいは古紙や木材チップの両方を使用する製紙工場のペーパースラッジを炭化焼成することからなり、以下の構成である。

（１）ｐＨ８以上、望ましくはｐＨ１０以上、アルカリ相当値１．０〜４．０ｍｅｑ／ｇ（ＮａＯＨ）、望ましくは１．５〜２．５ｍｅｑ／ｇ（ＮａＯＨ）、カチオン交換容量１．０〜４．０ｍｅｑ／１００ｇ（ＮＨ_４ ^＋）、望ましくは１．５〜３．０ｍｅｑ／１００ｇ（ＮＨ_４ ^＋）、電気伝導度７０〜１５０μＳ/ｃｍ、ナトリウム（Ｎａ）含有率：０．０００３％以上、カリウム（Ｋ）含有率：０．０００３％以上、有機分が２５％未満、無機分が７５％以上であるペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物を、古紙、木材チップの単独あるいは古紙や木材チップの両方を使用する製紙工場からのペーパースラッジを炭化焼成することで生成し、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物を放射性物質汚染土壌に拡散や混合し、ヨウ素を含浸し、またはセシウムとのイオン交換を行うことで、放射性物質を前記放射性物質汚染土壌から除去する放射性物質汚染土壌の改良浄化方法。
（２）前記ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物の製造工程には、ヨウ化カリウム（ＫＩ）溶液への含浸工程が含まれない場合、ＴＥＤＡの溶液への含浸工程が含まれない場合、ＫＩとＴＥＤＡとの混合物の溶液への含浸工程も含まれない場合、のいずれであってもよい。
（３）前記放射性物質汚染土壌は、放射性セシウム１３４及び１３７の合計濃度が８００Ｂｑ／ｋｇ以上を含有する。
（４）前記放射性物質汚染土壌に拡散又は混合する前記ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物の添加量は、０．１〜６ｋｇ／ｍ^２（０．５〜５０ｋｇ／ｍ^３）（乾土の０．１〜６重量％）、望ましくは１．０〜３．５ｋｇ／ｍ^２（８〜３０ｋｇ／ｍ^３）（乾土の０．９〜３．３重量％）である。
（５）前記ペーパースラッジは、水分量５０〜８５％を有し、このペーパースラッジを造粒し、乾燥した後、乾留温度５００〜１３００℃、望ましくは７００〜１２００℃の還元炭化焼成炉で炭化焼成する。さらに望ましくは、８００〜１１００℃で炭化焼成する。
（６）前記ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物は、絶乾重量で、可燃分（炭素を含む）：１５〜２５％、ＴｉＯ_２：０．５〜３．０％、Ｎａ_２Ｏ：０．０００１〜０．０００５％、Ｋ_２Ｏ：０．０００１〜０．０００５％、ＳｉＯ_２：１５〜３５％、Ａｌ_２Ｏ_３：８〜２０％、Ｆｅ_２Ｏ_３：５〜１５％、ＣａＯ：１５〜３０％、ＭｇＯ：１〜８％、その他（不純物）：０．５〜３．０％を含み、これらの合計が１００％であり、ＪＩＳ-Ｃ２１４１による吸水率が１００〜１６０％、ＢＥＴ吸着法による比表面積が８０〜１５０ｍ^２／ｇであり、連続気泡を有する。
（７）前記ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物は、容積空隙率が７０％以上、空隙容積が１０００ｍｍ^３／ｇ以上を有し、平均空隙半径が２０〜６０μｍであり、全空隙容積に占める半径１μｍ以上の空隙が７０％以上、長径が１〜１０ｍｍの球状、楕円状、円柱状等である混合物質であり、黒色である。

特開２０１３−２０８５９２号公報特開２０１４−１５３１５３号公報特開２０１２−２３７６５８号公報特開２０１３−１７８１３２号公報特表平８−５０６５２４号公報特開２０１３−０６８４５９号公報

上記ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物（ペーパースラッジカーボン（以下「ＰＳＣ」とも記す。））は、放射性物質汚染土壌から放射性セシウム１３４及び１３７を除染することを確認したため、放射性物質のＰＳＣへの影響テストを行った。その結果、ＰＳＣのカルシウム、鉄、マグネシウム、銅、カリウム、バリウム、塩素、硫黄等が減少したため、放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７が、ＰＳＣのカルシウム、鉄、マグネシウム、銅、カリウム、バリウムとイオン交換を行ったと推定される。一般に、塩素や硫黄は、単独で存在せず、上記のカルシウムや鉄等の金属と結合し、金属塩の化合物として存在する。

ＰＳＣの放射性セシウム１３４及び１３７の除染効率を改良するため、カルシウム、鉄、マグネシウム、銅、カリウム、バリウムの塩化化合物及び硫化化合物をＰＳＣに含浸させた結果、放射性セシウム１３４及び１３７の除染効率においては、上記の化合物を含浸させていないＰＳＣが２３．０％であるのに対し、５％塩化カリウムを含浸したＰＳＣが４２．１％、１％硫酸マグネシウムを含浸したＰＳＣが３５．９％、１％硫酸銅を含浸したＰＳＣが３６．１％であった。

本発明は、塩化カリウム、硫酸マグネシウム、硫酸銅を含浸したＰＳＣのよる改良された放射性物質汚染粒状物質の放射性セシウム１３４及び１３７の除染効率をより高める方法を提供するものである。

上記した課題を解決するために、本発明に係る射性物質汚染粒状物質の除染方法は、放射性物質汚染粒状物質をリン酸ナトリウム系の分散剤と混合する前処理工程と、前記前処理工程を行った放射性物質汚染粒状物質を、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物と混合することで、前記放射性物質汚染粒状物質の放射性セシウム１３４及び１３７を前記多孔質粒状炭化焼成物に取り込む除染工程とを有することを特徴とする。

本発明に係る射性物質汚染粒状物質の除染方法において、リン酸ナトリウム系の分散剤は、ヘキサメタリン酸ナトリウム、トリポリリン酸ナトリウム及びテトラピロリン酸ナトリウムの郡から選択される１又は２以上の化合物を含有することを特徴とする。

本発明に係る射性物質汚染粒状物質の除染方法は、イオン交換可能な、塩化カリウム、硫酸マグネシウム及び硫酸銅の郡から選択される１又は２以上の化合物を前記多孔質粒状炭化焼成物に含浸させ、この多孔質粒状炭化焼成物と前記前処理工程を行った放射性物質汚染粒状物質とを混合し、前記放射性物質汚染粒状物質の前記放射性セシウム１３４及び１３７をイオン交換により、前記多孔質粒状炭化焼成物に取り込むことを特徴とする。

本発明に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法は、放射性物質汚染粒状物質をリン酸ナトリウム系の分散剤と混合する前処理工程を行うことで、ナトリウム系の分散剤により放射性物質汚染粒状物質の構造が緩められ、内部空間が大きくなる。そのため、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物と混合した際に、放射性セシウム１３４及び１３７が多孔質粒状炭化焼成物に取り込まれやすくなる。その結果、前処理工程を行わない場合と比較し、除染率を向上させることができる。

また、本発明に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法は、コスト、実用性を総合的に満たし、放射性セシウム１３４及び１３７の除染効率を大幅に増加することができ、土壌の場合では、米、食物、野菜等の生産のために再利用が可能になる。さらに、その土壌から収穫される米、食物、野菜等から放射性セシウム１３４及び１３７が検出されない、又は、簡単に日本基準値より低い値にすることが可能であり、健康に対して安心、安全という利点がある。

また、本発明に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法において、多孔質粒状炭化焼成物が、イオン交換可能な、塩化カリウム、硫酸マグネシウム及び硫酸銅の郡から選択される１又は２以上の化合物が含浸されている。また、前処理工程によって放射性物質汚染粒状物質の構造が緩められ、内部空間が大きくなっている。そのため、多孔質粒状炭化焼成物と混合した際に、放射性セシウム１３４及び１３７がイオン交換しやすくなり、前処理工程を行わない場合と比較し、除染率を向上させることができる。

また、本発明に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法において、前処理工程におけるリン酸ナトリウム系の分散剤として、ヘキサメタリン酸ナトリウム、トリポリリン酸ナトリウム、テトラピロリン酸ナトリウムを使用することができる。

本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法の前処理工程で使用する分散剤であるヘキサメタリン酸ナトリウムのｐＨ変化を示した図である。本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法で使用する多孔質粒状炭化焼成物（ＰＳＣ）の塩酸、苛性ソーダ及び畑土壌のｐＨへの影響を示した図である。本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法による５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣの除染効率へのヘキサメタリン酸ナトリウムの添加率の影響を示した図である。放射性物質汚染粒状物質は放射性物質汚染土壌の例である。本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法による５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣの除染効率へのヘキサメタリン酸ナトリウム、トリポリリン酸ナトリウム及びテトラピロリン酸ナトリウムの分散剤の影響を示した図である。放射性物質汚染粒状物質は放射性物質汚染土壌の例である。本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法による放射性物質汚染土壌の経時変化を示した図である。

以下に、本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法を説明する。なお、本発明は以下に限定されるものではない。

上述したようにイオン交換可能な金属塩、５％ＫＣｌ（ＰＳＣ重量に対する％）、１％ＭｇＳＯ_４（ＰＳＣ重量に対する％）及び１％ＣｕＳＯ_４（ＰＳＣ重量に対する％）をそれぞれ多孔質粒状炭化焼成物（ＰＳＣ）に含浸させた。以下、各金属化合物が含浸されたＰＳＣを「金属名−ＰＳＣ（例：５％ＫＣｌ−ＰＳＣ）」と記す。これらの５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣと放射性物質汚染粒状物質とを混合することにより、放射性物質汚染粒状物質の放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換性が向上し、除染率も改善される。ＰＳＣ単独の除染率が２３．０％であるのに比べ、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ及び１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣの除染率は、各々４２．１％、３５．９％及び３６．１％となり、除染率が大幅に改善された。

本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法は、放射性物質汚染粒状物質をリン酸ナトリウム系の分散剤と混合する前処理工程と、前処理工程を行った放射性物質汚染粒状物質を、塩化カリウム、硫酸マグネシウム及び硫酸銅の郡から選択される１又は２以上の化合物が含浸されたペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物と混合することで、放射性物質汚染粒状物質の放射性セシウム１３４及び１３７が多孔質粒状炭化焼成物に取り込まれる除染工程を有する。
この放射性物質汚染粒状物質の除染方法は、塩化カリウム、硫酸マグネシウム、硫酸銅を含浸された多孔質粒状炭化焼成物を使用する前に放射性物質汚染粒状物質は、分散剤と混合する前処理工程を行い、粒状物質の成分を十分に分散させ、あるいは粒状物質の粘土の非拡張層と拡張層の間を膨潤させる。例として、土壌の場合には、分散剤を土壌に撒いてよく混合し、粘土が砂、シルト等から十分に離れ、さらに粘土の非拡張層と拡張層の間を膨潤させた後、塩化カリウム、硫酸マグネシウム、硫酸銅を含浸された多孔質粒状炭化焼成物を再び土壌に撒いてよく混合することにより、放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換性を更に向上させるものである。

学術文献によれば、放射性セシウム１３７は雲母鉱物を有する放射性物質汚染土壌に優先的に吸着する性質を持つ（Ｆｒａｎｃｉｓ，Ｃ．Ｗ．，Ｂｒｉｎｋｌｅｙ，Ｆ．Ｓ．，１９７６．Ｐｒｅｆｅｒｅｎｔｉａｌａｄｓｏｒｐｔｉｏｎｏｆ ^１３７Ｃｓｔｏｍｉｃａｃｅｏｕｓｍｉｎｅｒａｌｓｉｎｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｆｒｅｓｈｗａｔｅｒｓｅｄｉｍｅｎｔ．Ｎａｔｕｒｅ２６０，５１１−５１３）。さらに、前記雲母鉱物を有する放射性物質汚染土壌には２．２７×１０^−１０ｍｏｌｅ_Ｃｓ／ｋｇ_ｓｏｉｌの放射性セシウム１３４及び１３７が含み、言い換えると放射性物質汚染土壌のセシウム１３４及び１３７の合計の６０％以上が除染不可能である（Ｋｏｚａｉ，Ｎ．，Ｏｈｎｕｋｉ，Ｔ．，Ａｒｉｓａｋａ，Ｍ．，Ｗａｔａｎａｂｅ，Ｍ．，Ｓａｋａｍｏｔｏ，Ｆ．，Ｙａｍａｓａｋｉ，Ｓ．，Ｊｉａｎｇ，Ｍ−ｙ．，２０１２．ＣｈｅｍｉｃａｌｓｔａｔｅｓｏｆｆａｌｌｏｕｔｒａｄｉｏａｃｔｉｖｅＣｓｉｎｔｈｅｓｏｉｌｓｄｅｐｏｓｉｔｅｄａｔＦｕｋｕｓｈｉｍａＤａｉｉｃｈｉＮｕｃｌｅａｒＰｏｗｅｒＰｌａｎｔａｃｃｉｄｅｎｔ．Ｊ．Ｎｕｃｌ．Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈｎｏｌ．４９，４７３−４７８）。すなわち、放射性セシウム１３４及び１３７の合計の約４０％がイオン交換可能になる。この結果は、本発明の５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣの除染率とほぼ同等の値である。

雲母鉱物を有する粘土の非拡張層（１．０ｎｍ）と拡張層（１．４ｎｍ）の間には、負電荷（酸素由来）で囲まれた空孔があり、放射性セシウムはこれらの空孔に吸着される。特に前記層と層の間のV字形の中間ゾーンというフレイドエッジサイトには放射性セシウムが選択的に吸着する（Ｎａｋａｏ，Ａ．，Ｔｈｉｒｙ，Ｙ．，Ｆｕｎａｋａｗａ，Ｓ．Ｙ．，Ｋｏｓａｋｉ，Ｔ．，２００８．ＣｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎｏｆｔｈｅｆｒａｙｅｄｅｄｇｅｓｉｔｅｏｆｍｉｃａｃｅｏｕｓｍｉｎｅｒａｌｓｉｎｓｏｉｌｃｌａｙｓｉｎｆｌｕｅｎｃｅｄｂｙｄｉｆｆｅｒｅｎｔｐｅｄｏｇｅｎｅｔｉｃｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓｉｎＪａｐａｎａｎｄｎｏｒｔｈｅｒｎＴｈａｉｌａｎｄ．ＳｏｉｌＳｃｉ．ＰｌａｎｔＮｕｔｒｉ．５４, ４７９−４８９）。このため、放射性セシウムは土壌にさらに強く結合する。日本土壌は酸性であるためフレイドエッジサイトが折りたためやすく負電荷も減少する。

放射性セシウムは、二段階にて雲母鉱物を有する粘土に吸着するという推定メカニズムである。第一段階では放射性セシウムの拡散反応は早く、反応場所は非拡張層と拡張層の間である。第二段階では放射性セシウムの拡散反応は遅く、反応場所は折りたためたフレイドエッジサイトである。（Ｃｏｍａｎｓ，Ｒ．Ｎ．，Ｈａｌｌｅｒ，Ｍ．，ＤｅＰｒｅｔｅｒ，Ｐ．，１９９１．Ｓｏｒｐｔｉｏｎｏｆｃｅｓｉｕｍｏｎｉｌｌｉｔｅ：Ｎｏｎ−ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍｂｅｈａｖｉｏｕｒａｎｄｒｅｖｅｒｓｉｂｉｌｉｔｙ．Ｇｅｏｃｈｉｍ．Ｃｏｓｍｏｃｈｉｍ．Ａｃｔａ５５，４３３−４４０）。
現在では、フレイドエッジサイトでのセシウム吸着の拡散反応は実験的に確認された（Ｍａｎ，Ｃ．Ｋ．，Ｃｈｕ，Ｐ．Ｙ．，２００４．Ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌａｎｄｍｏｄｅｌｌｉｎｇｓｔｕｄｉｅｓｏｆｒａｄｉｏｃｅｓｉｕｍｒｅｔｅｎｔｉｏｎｉｎｓｏｉｌｓ．ＪＲａｄｉｏａｎａｌＮｕｃｌＣｈｅｍ２６２：３３９−３４４）。さらに、フレイドエッジサイトでの拡散反応の速度は、０．００９ｅｘｐ（−４×１０^−５．ｔ）（ｓ^−１）と算出され、ここでの反応時間t は秒である（Ｏｈｎｕｋｉ，Ｔ．，１９９４．Ｓｏｒｐｔｉｏｎｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓｏｆｃｅｓｉｕｍｏｎｓａｎｄｙｓｏｉｌｓａｎｄｔｈｅｉｒｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ．Ｒａｄｉｏｃｈｉｍ．Ａｃｔａ６５，７５−８０）。

近年の学術文献によれば、放射性セシウムは初期に粘土のフレイドエッジサイトの水酸化カルシウムとの反応を行い、これによりフレイドエッジサイトが折りたためるためフレイドエッジサイトでのセシウムがカルシウムとの反応ができなく、これらのセシウムは除去不可能になる。前記セシウムは、時間の経過に伴い前記の非拡張層と拡張層の間の奥に移動し、そこでのカリウムとのイオン交換を行いながら固定される。（Ｆｕｌｌｅｒ，Ａ．Ｊ．，Ｓｈａｗ，Ｓ．，Ｗａｒｄ，Ｍ．Ｂ．，Ｈａｉｇｈ，Ｓ．Ｊ．，ＭｏｓｓｅｌｍａｎｓＪ．Ｆ．Ｗ．，Ｐｅａｃｏｃｋ，Ｃ．Ｌ．，Ｓｔａｃｋｈｏｕｓｅ，Ｓ．，Ｄｅｎｔ，Ａ．Ｊ．，Ｔｒｉｖｅｄｉ，Ｄ．，Ｂｕｒｋｅ，Ｉ．Ｔ．，２０１５．Ｃａｅｓｉｕｍｉｎｃｏｒｐｏｒａｔｉｏｎａｎｄｒｅｔｅｎｔｉｏｎｉｎｉｌｌｉｔｅｉｎｔｅｒｌａｙｅｒｓ．Ａｐｐｌ．ＣｌａｙＳｃｉ．１０８，１２８−１３４）。

上記の学術文献よりフレイドエッジサイト及び非拡張層と拡張層の間を分解または分裂されることによる除去することが不可能なセシウムが除染可能と考えられる。ここで、本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法は、放射性汚染粒状物質を先ず分散剤と混合する前処理工程を行い、フレイドエッジサイト及び非拡張層と拡張層の間を十分に拡張させる。その後、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣを投入し、よく混合することにより除去することが不可能なセシウムは、ＰＳＣに含浸されたカリウム、マグネシウム、銅等とのイオン交換反応が促進される。そのため、放射性物質汚染粒状物質の放射性セシウム１３４及び１３７の除染率は大幅に増加するものである。

本発明の実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法は、前処理工程において、リン酸系の分散剤として、ヘキサメタリン酸ナトリウム（ＳＨＭＰ）、トリポリリン酸ナトリウム（ＳＴＰＰ）及びテトラピロリン酸ナトリウム（ＴＳＰＰ）を使用する。

図１に示すように、ヘキサメタリン酸ナトリウム（ＳＨＭＰ）は、苛性ソーダで簡単に中和される弱酸である。

ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物（ＰＳＣ）の１０ｇは、塩酸の１ｍｍоｌ、苛性ソーダの０．０１ｍｍоｌのｐＨを１１．３に、畑土壌のｐＨを５．９から７．６に増加した。その結果を図２に示す。図１と図２の結果を合わせると、ＰＳＣがヘキサメタリン酸ナトリウムと土壌の混合物のｐＨを簡単に中和できることが分かる。

次に、本発明の実施例を説明するが、本発明はこれらの実施例に何ら制限されるものではない。

福島県飯舘村での放射性物質汚染土壌を２０１４年４月に採取し、分散剤の影響調査に使用した。放射性物質汚染土壌は固形分が９０％以上になるまで風乾し、実験時には蒸留水で固形分が約８０％になるように調整した。この放射性物質汚染土壌は、実施例および参考例に使用した。なお、２０１１年３月１１日に起きた東日本大震災における原子力発電所事故により、一部の土壌から放射性物質が検出された。

＜参考例１＞
放射性物質汚染土壌（８０ｇ、絶乾（ＯＤ：ｏｖｅｎｄｒｉｅｄ）重量）、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ（２０ｇ、ＯＤ重量）の順でポリエチレン袋に入れ、よく混合し、２５℃で、１０日間放置した後、放射性セシウム１３４及び１３７を測定した。放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７は、厚生労働省「緊急時における食品の放射線測定マニュアル」、文部科学省「ゲルマニウム半導体検出器によるγ線スペクトロメトリー」を基に、Ｃａｎｂｅｒｒａ製同軸型ゲルマニウム検出器で測定した。
１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ及び１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣにおいても、５％ＫＣｌ−ＰＳＣと同様な手順で実験を行った。その結果を図３に示す。

＜実施例１＞
放射性物質汚染土壌（８０ｇ、ＯＤ重量）、ヘキサメタリン酸ナトリウム（ＳＨＭＰ）の５％、１０％、２０％（土壌重量に対する％）の３水準でポリエチレン袋に入れ、よく混合し、２５℃で、２日間放置した。その後、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣ（各２０ｇ、ＯＤ重量）を各ＳＨＭＰ水準のポリエチレン袋に添加し、再びよく混合し、２５℃で、１０日間放置した後、放射性セシウム１３４及び１３７を測定した。その結果を図３に示す。

除染率において、塩化カルシウム、硫酸マグネシウム、硫酸銅を含浸させていないＰＳＣの２３％に比べ、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ及び１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣは、各々４２．１％、３５．９％及び３６．１％と１．６倍以上の高い結果であった。これは、ＰＳＣに含浸された塩化カリウム、硫酸マグネシウム、硫酸銅と、放射性セシウムとの間でイオン交換が促進されたものと推定される。
また、放射性物質汚染土壌をヘキサメタリン酸ナトリウム（ＳＨＭＰ）と混合させ、前処理することにより、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ及び１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣの除染率は、前処理をしていない５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ及び１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣの除染率よりも上がった。ＳＨＭＰの添加率が５〜２０％の範囲では、添加率１０％で前処理したものが、最も高い除染率を示し、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣの除染率は、全て約１．４倍増加した。特に、５％ＫＣｌ−ＰＳＣの除染率が最も高く、約６０％であった。これらの結果より、ＳＨＭＰは土壌の粘土、砂、シルト等を分散したあるいは粘土の非拡張層と拡張層の間を広がれ、または分解/分裂されたと考えられる。

＜実施例２＞
放射性物質汚染粒状物質を含む土壌を用い、各１０％の、ヘキサメタリン酸ナトリウム（ＳＨＭＰ）、トリポリリン酸ナトリウム（ＳＴＰＰ）、テトラピロリン酸ナトリウム（ＴＳＰＰ）で前処理を行った後、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣと混合（除染）し、放射性セシウム１３４及び１３７を測定した。実験方法は、実施例１と同様に行い、その結果を図４に示す。

図４に示すように、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４−ＰＳＣに関わらず、トリポリリン酸ナトリウム（ＳＴＰＰ）、テトラピロリン酸ナトリウム（ＴＳＰＰ）よりも、ヘキサメタリン酸ナトリウム（ＳＨＭＰ）の方が、除染率への前処理効果が優れていた。除染処理効果が優れている分散剤は、ＳＨＭＰ＞ＴＳＰＰ＞ＳＴＰＰの順であった。したがって、使用されたリン酸ナトリウム系の全てにおいて、ＰＳＣの除染性を向上させることが分かった。

上記のとおり、本実施形態によれば、放射性物質汚染粒状物質の除染において放射性物質汚染粒状物質は、先ずヘキサメタリン酸ナトリウム（ＳＨＭＰ）、トリポリリン酸ナトリウム（ＳＴＰＰ）、テトラピロリン酸ナトリウム（ＴＳＰＰ）の郡から選択される分散剤で前処理を行った後、塩化カリウム、硫酸マグネシウム、硫酸銅の郡から選択される化合物をＰＳＣに含浸し、除染すると、前処理がない場合より除染率が大幅に改善される。

リン酸ナトリウム系の分散剤を使用した前処理は簡単に操作でき、金属塩化合物を簡単に調整することができ、ＰＳＣにも含浸しやすく、且つ安価な市販品であるため、コスト、実用性を総合的に満たす技術である。さらに、米、食物、野菜等の生産のために除染された放射性物質汚染粒状物質（土壌）の再利用が可能になり、且つその土壌で収穫される米、食物、野菜等から放射性セシウム１３４及び１３７が検出されない又は、簡単に日本基準値より低い値とすることが可能である。

図３及び４を検討すると、放射性物質汚染粒状物質の除染率を向上させるためには、カリウムの塩化物、マグネシウムの硫酸塩、銅の硫酸塩の化合物をＰＳＣに含浸すべきである。さらに、放射性物質汚染粒状物質の除染率の相乗効果を図るには、カリウムの塩化物、マグネシウムの硫酸塩、銅の硫酸塩の可能な６の組み合わせの内の２以上の複数化合物をＰＳＣに含浸することができる。

また、放射性物質汚染粒状物質の除染率の相乗効果を図るには、分散剤においても、ヘキサメタリン酸ナトリウム、トリポリリン酸ナトリウム、テトラピロリン酸ナトリウムの可能な６の組み合わせの内の２以上の複数化合物が含浸された分散剤を使用して前処理を行うべきである。

また、放射性物質汚染粒状物質として、農地、民間居住地域、公共施設等の土壌、排水、下水等の処理施設に堆積又は排出される、スラッジ、岩石粒子、堆積土砂、浚渫土砂を対象とする。なお、本実施形態に係る放射性物質汚染粒状物質の除染方法は、上記の場所等に限定されず、放射性物質汚染粒状物質が含有され得る場所に堆積又は排出されるスラッジ、堆積土砂等に適用することができる。

また、前処理した放射性物質汚染粒状物質と、塩化カリウム等の金属塩を含浸させていないＰＳＣとを混合させた場合でも、除染率は向上する。これは、放射性物質汚染粒状物質をナトリウム塩系の分散剤により前処理することで、放射性物質汚染粒状物質の構造が緩められ、内部空間が大きくなり、ＰＳＣと混合させた場合に、放射性セシウム１３４及び１３７がＰＳＣに取り込まれやすくなるためである。

次に、上記した５％ＫＣｌ―ＰＳＣ、１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣ、１％ＣｕＳＯ_４―ＰＳＣの実施例以外にも有用である金属-ＰＳＣの例について説明する。
ＰＳＣと放射性物質汚染土壌との混合時において、放射性物質汚染土壌に含まれる放射性セシウム１３４及び１３７等の放射性物質のＰＳＣへの影響を、ラボテストにて調査した。この試験では、２０１２年夏に福島県飯舘村で採取した放射性物質汚染土壌（１００ｇ、ＯＤ）をポリエチレン袋に入れ、メシュ袋に入れたＰＳＣ（１０ｇ、ＯＤ）を放射性物質汚染土壌に埋設し、２５℃で１０日間放置した。一方、ブランク試験では、同放射性物質汚染土壌（１００ｇ、ＯＤ）とＰＳＣ（１０ｇ、ＯＤ）とをポリエチレン袋に入れてよく混ぜた後、同じ条件下で試験を行った。放射性物質汚染土壌、ＰＳＣの各々の放射性セシウム１３４及び１３７、ｐＨ、イオン交換容量（ＣＥＣ：ｃａｔｉｏｎｅｘｃｈａｎｇｅｃａｐａｃｉｔｙ）、汚染前後のＰＳＣの金属組成を測定した。放射性物質汚染土壌及びＰＳＣの品質結果を表１および図５に示し、汚染前後のＰＳＣの金属組成を表２に示す。なお、２０１１年３月１１日に起きた東日本大震災における原子力発電所事故により、福島県では一部の土壌に放射性物質汚染粒状物質が含まれている。

図５に示すように、放置期間が長いほど放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７が減少し、逆にＰＳＣの放射性セシウム１３４及び１３７が増加するため、放射性物質汚染土壌の放射性セシウムは、部分的にＰＳＣに移転したと推定できる。

上記ラボテストによって１０日間放置した結果を表１に示す。放射性物質汚染土壌にＰＳＣを埋設した試験において、放射性物質汚染土壌の残留放射性セシウム１３４及び１３７の合計と、ＰＳＣに吸着した放射性セシウム１３４及び１３７との合計は、埋設試験前の放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７の合計と、ほぼ同等の値となった。一方で、放射性物質汚染土壌とＰＳＣとを均一に混合したブランク試験では、混合物の放射性セシウム１３４及び１３７の合計が、試験前の放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７の合計よりも低い。そのため、放射性物質汚染土壌の除染効率の向上を図るためには、ＰＳＣが、可能な限りに多くの放射性物質汚染土壌と接触することが望ましいことがわかる。さらに、汚染後のＰＳＣは汚染前に比べ、ｐＨ、陽イオン交換容量（ＣＥＣ）が共に下がり、ＰＳＣが放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換反応を行うこともわかる。

上記の変化に加えて、表２に示すように、ＰＳＣのうち、塩素、硫黄、カリウム、バリウム、銅、マグネシウム、カルシウム、鉄等の構成要素が減少した。したがって、カリウム、バリウム、銅、マグネシウム、カルシウム、鉄等の金属塩化合物が、放射性セシウム１３４及び１３７を含む放射性物質汚染土壌の放射性物質とのイオン交換を行ったと推定される。

元素の周期律表を基にセシウムは、ナトリウムやカリウムと同じアルカリ金属に分類され、これらの元素と同様に振る舞うことがわかっている。一方、原子力発電所事故や核実験等の核分裂反応から発生する放射性セシウムは大気中に分散し、土壌へ降下する。負荷電を持つ土壌はこれらの陽イオンのセシウムを引き付けて留める。特に、粘土鉱物の表面ＯＨ⁻基を含む負電荷で、降下した放射性セシウムを閉じ込める。これらは単なる物理的吸着現象である。（ｈｔｔｐ：／／ｊｓｓｓｐｎ．ｊｐ／ｉｎｆｏ／ｓｅｃｒｅｔａｒｉａｔ／４３１７．ｈｔｍｌ）。

本実施形態では、土壌に吸着した放射性セシウムが、ＰＳＣの構成要素であるカリウム、バリウム、銅、マグネシウム、カルシウム、鉄等とのイオン交換を行い、結果としてＰＳＣが放射性汚染されることが判明した。したがって、放射性物質汚染土壌の放射性セシウムは、ＰＳＣの多孔質粒状に単に物理的に吸着しないことが分かる。

学術文献によれば、放射性ナトリウム２３、放射性カルシウム４０等は、粘土とのイオン交換を行うことが実験的に明らかにされている。また、粘土の放射性ナトリウム２２は放射性ナトリウム２３溶液と、粘土の放射性カルシウム３９は放射性カルシウム４０溶液とのイオン交換をする際、交換するイオン元素が、交換されるイオン元素よりも質量数が１ポイント低いことが分かる。（Ｆｅｒｒｉｓ，Ａ．Ｐ．，Ｊｅｐｓｏｎ，Ｗ．Ｂ．，１９７５.Ｔｈｅｅｘｃｈａｎｇｅｃａｐａｃｉｔｉｅｓｏｆｋａｏｌｉｎｉｔｅａｎｄｔｈｅｐｒｅｐａｒａｔｉｏｎｏｆｈｏｍｏｉｏｎｉｃｃｌａｙｓ．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＣｏｌｌｏｉｄａｎｄＩｎｔｅｒｆａｃｅＳｃｉｅｎｃｅ，５１（５），２４５−２５９）。

放射性セシウム１３４及び１３７は、上記のＰＳＣのカリウム、バリウム、銅、マグネシウム、カルシウム、鉄等とのイオン交換を行う時の反応製品の特定、半減期等が未知である。さらに、前記の安定的金属が放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換を行う際、Ｃｕ６４、Ｆｅ５９、Ｚｎ６５、Ｃａ４７、Ｍｇ２８等のアイソトープが生成されることも未知である。また、これらの重金属のアイソトープが発生する場合、放射性セシウム１３４及び１３７が、他のセシウムのアイソトープに変身することも未知であるが、放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７が減少することから、変身の可能性が高いと考えられる。

しかし、上記学術文献によれば放射性物質汚染土壌とＰＳＣとを混合する際、放射性セシウム１３４がＰＳＣへイオン交換され、安定的なセシウム１３３に壊変し、同様に、放射性セシウム１３７が半減期の短い放射性セシウム１３６に壊変すると推定される。この推定によれば、本実施形態で確認されたＰＳＣとの接触による放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７の減少が解明可能になる。なお、セシウムは３９種のアイソトープがあり、半減期において、放射性セシウム１３７及び１３４は、各々３０年、２年、質量数の１３２、１３５ｍ、１３６、１３８、１３８ｍは各々６．５日、５３分、１３．２日、３３分、３分、その他のアイソトープの殆どは数秒から何分の一秒である。

放射性セシウム１３４及び１３７と、ＰＳＣのカリウム、バリウム、銅、マグネシウム、カルシウム、鉄等とのイオン交換反応によれば、これらの金属をＰＳＣにさらに増加することでイオン交換反応が増強され、その結果、放射性物質汚染土壌のＰＳＣによる除染効率が向上する。この推測を確認するため、金属の塩化物、硫酸塩、及び、カリウムと鉄とが共に含まれたフェロシアン化カリウム化合物からなる群から選択される１または２以上の化合物をＰＳＣに含浸させ、放射性物質汚染土壌の除染効果を調査した。なお、ＰＳＣの塩素、硫黄は、一般に単独で存在せず、前記の金属と結合して金属塩化合物を生成する。ただし、硫酸バリウム、硫酸カルシウム共殆ど水に溶解しないためこれらの化合物の実験を行わなかった。

塩化化合物、硫酸化合物、カリウムと鉄とが共に含まれたフェロシアン化カリウム化合物をＰＳＣに含浸するには、ＰＳＣの使用重量と同等量のイオン交換水、あるいは蒸留水に、ＰＳＣの重量に対する０．５％以上１０％以下の金属化合物量を溶解させる。これらの溶液にＰＳＣを浸漬し、２５℃で液がなくなるまで乾燥する。

下記に示すように、カリウム、バリウム、銅、マグネシウム、カルシウム、鉄等の塩化物のうち、塩化カリウムのみが使用可能である。一方で、カリウム、銅、マグネシウム、鉄等の硫酸塩のうち、カリウム、銅、マグネシウムが使用できる。これらの化合物の単独あるいは可能な６の組み合わせのうちの２以上の複数硫酸化合物が使用可能である。さらに、フェロシアン化カリウムも応用できる。金属の塩化物、硫酸塩及びフェロシアン化カリウムを組み合わせて使用する場合、これらの化合物の可能な１２０の組み合わせのうちの２以上の複数化合物が使用できる。

ＰＳＣは、安定セシウム含有量が０．２ｐｐｍと微量であるが、安定セシウムと放射性セシウムとのイオン交換反応を確認する目的で、ＰＳＣ重量に対する１％塩化セシウム、あいは１％硫酸セシウムを蒸留水に溶解し、ＰＳＣに含浸させた後、放射性物質汚染土壌との混合行い、除染効率を調査した。

実験で使用した放射性物質汚染土壌は、２０１３年９月に福島県飯舘村で採取し、固形分が約８５％になるまで風乾した。以下の実施例および参考例では、放射性物質汚染土壌（８５ｇ、ＯＤ）、ＰＳＣ、金属化合物、またはフェロシアン化カリウム化合物が含浸されたＰＳＣ（１５ｇ、ＯＤ）の順でポリエチレン袋に入れ、よく混合し、２５℃で、１０日間放置した。

放射性物質汚染土壌（１００ｇ、ＯＤ）、１％塩化カリウム（土壌重量に対する％）の順でポリエチレン袋に入れる。同様に、放射性物質汚染土壌（１００ｇ、ＯＤ）、１％塩化セシウム（土壌重量に対する％）の順で別のポリエチレン袋に入れる。ポリエチレン袋の内容をそれぞれよく混合し、２５℃で、１０日間放置した後、放射性セシウム１３４及び１３７を測定した。

表３に示すように、市販の塩化カリウム、塩化セシウムを、ＰＳＣに含浸させずにそのままの状態で放射性物質汚染土壌と混合した場合、放射性セシウム１３４及び１３７の合計が上がった。放射性セシウム１３７は僅かに上がったが、放射性セシウム１３４が大幅に増加したため、これらの薬品が放射性セシウム１３４の分解を妨害したと推定される。

６％ＣａＣｌ_２−ＰＳＣの調整は、次の手順で実施した。ＣａＣｌ_２・２Ｈ_２Ｏ（２３．８３８ｇ）を蒸留水（３００ｍｌ）に溶解し、次いで、浅い容器の中のＰＳＣ（３００ｇ、ＯＤ）上に注ぎ、２５℃で、２４〜４８時間乾燥を行い、その間容器を２〜３回振った。同様の方法にて、ＫＣｌ−ＰＳＣ、ＢａＣｌ_２−ＰＳＣ、ＭｇＣｌ_２−ＰＳＣ、ＣｓＣｌ−ＰＳＣを作成した。放射性物質汚染土壌（８５ｇ、ＯＤ）、前記塩化金属化合物−ＰＳＣ（１５ｇ、ＯＤ）の順でポリエチレン袋に入れ、均一に混合し、２５℃で、１０日間放置した。ブランクテストは、放射性物質汚染土壌（８５ｇ、ＯＤ）とＰＳＣ（１５ｇ、ＯＤ）をポリエチレン袋の中で均一に混合し、同じ条件で試験を行った。その後、放射性セシウム１３４及び１３７を測定した。結果を表４に示す。

ブランクテストに比べ、検討した５種の塩化金属−ＰＳＣのうち、塩化カリウム−ＰＳＣのみが、除染率が高いことが見出された。これは、上述したようにカリウム、セシウムとも元素周期律表の同じ列１Ａにあり、お互いに置き換えやすいことによる原因と考えられる。これと表３の１％ＫＣｌ薬品の結果から、イオン交換反応が起きるためには支持体が必要とさせることが分かる。

６％ＫＣｌ−ＰＳＣ及び６％ＢａＣｌ_２−ＰＳＣが、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ及び１％ＢａＣｌ_２−ＰＳＣの各々に比べて除染率が低いため、塩素基が除染反応を遅角したことが分かる。一方、６％ＣａＣｌ_２−ＰＳＣ、１％ＢａＣｌ_２−ＰＳＣ、６％ＭｇＣｌ_２−ＰＳＣ、５％ＣｓＣｌ−ＰＳＣは、ブランクテストより除染率が劣ったため、カルシウム、バリウム、マグネシウム、セシウムの濃度が高い場合、除染反応が妨害されることが分かる。

１％ＭｇＳＯ_４−ＰＳＣは次の方法で調整した。硫酸マグネシウム（ＭｇＳＯ_４、３ｇ）を蒸留水（３００ｍｌ）に溶解し、次いで浅い容器の中のＰＳＣ（３００ｇ、ＯＤ）上に注ぎ、２５℃で、２４〜４８時間乾燥を行い、その間容器を２〜３回振った。同様な方法により、硫酸カリウムでＫ_２ＳＯ_４−ＰＳＣを、ＦｅＳＯ_４・７Ｈ_２ＯでＦｅＳＯ_４−ＰＳＣを、ＺｎＳＯ_４・７Ｈ_２ＯでＺｎＳＯ_４−ＰＳＣを、ＣｕＳＯ_４・５Ｈ_２ＯでＣｕＳＯ_４−ＰＳＣを、硫酸セシウムでＣｓＳＯ_４−ＰＳＣを、それぞれ作成した。放射性物質汚染土壌（８５ｇ、ＯＤ）、硫酸金属塩−ＰＳＣ（１５ｇ、ＯＤ）の順でポリエチレン袋に入れ、均一に混合し、２５℃で、１０日間放置した。ブランクテストは、放射性物質汚染土壌（８５ｇ、ＯＤ）とＰＳＣ（１５ｇ、ＯＤ）とをポリエチレン袋の中で均一に混合し、同じ条件で試験を行った。その後、放射性セシウム１３４と１３７の測定を行った。結果を表５に示す。

ブランクテストに比べ、検討した６種の金属硫酸塩−ＰＳＣのうち、硫酸セシウムのみが除染率が劣った。これと表４の塩化セシウム除染率結果を合わせると、安定セシウムは放射性セシウムの除染反応を妨害することが分かる。硫酸鉄及び硫酸亜鉛の除染率は、ブランクテストと同等の値であるため、これらの金属硫酸塩をＰＳＣに含浸する必要がなくなる。一方、硫酸マグセシウム、硫酸銅、硫酸カリウムは、ブランクテストより除染率が優れるため、ＰＳＣに含浸すると放射性物質汚染土壌の除染率を改善することができる。

１％フェロシアン化カリウム−ＰＳＣは次の方法で調整した。Ｋ_４[Ｆｅ（ＣＮ）_６]３Ｈ_２Ｏ（３．３８５ｇ）を蒸留水（３６０ｍｌ）に溶解し、次いで浅い容器の中のＰＳＣ（３００ｇ、ＯＤ）上に注ぎ、２５℃で、２４〜４８時間乾燥を行い、その間容器を２〜３回振った。放射性物質汚染土壌（８５ｇ、ＯＤ）、フェロシアン化カリウム−ＰＳＣ（１５ｇ、ＯＤ）の順でポリエチレン袋に入れ、均一に混合し、２５℃で、１０日間放置した。ブランクテストは、放射性物質汚染土壌（８５ｇ、ＯＤ）とＰＳＣ（１５ｇ、ＯＤ）とをポリエチレン袋の中で均一に混合し、同じ条件で試験を行った。その後、放射性セシウム１３４と１３７の測定を行った。結果を表６に示す。

フェロシアン化カリウム−ＰＳＣは、ブランクテストに比べ除染率が高いことが見出された。これは、上述したように放射性セシウムとのイオン交換を行うカリウム、鉄等がフェロシアン化カリウムに共に存在することによることが原因と考えられる。したがって、フェロシアン化カリウムはＰＳＣに含浸すると放射性物質汚染土壌の除染率を改善することができる。

表４、５、６の結果を検討すると、放射性物質汚染土壌の除染率を向上するためには、カリウムの塩化物、マグネシウムの硫酸塩、カリウムの硫酸塩、銅の硫酸塩、フェロシアン化カリウム化合物をＰＳＣに含浸すべきである。また、放射性物質汚染土壌の除染率の相乗効果を図るには、塩化カリウム、硫酸マグネシウム、硫酸カリウム、硫酸銅、フェロシアン化カリウムの可能な１２０の組み合わせ（５種類であるため、組み合わせは、１×２×３×４×５＝１２０となる。）のうちの２以上の複数化合物をＰＳＣに含浸すべきである。

リン酸ナトリウム系の分散剤で前処理を行った放射性汚染粒状物質に対して、以上説明した塩化カリウム、硫酸マグネシウム、硫酸カリウム、硫酸銅、フェロシアン化カリウムの可能な１２０の組み合わせのうちの２以上の複数化合物を含浸したＰＳＣと混合させることで、放射性セシウム１３４及び１３７の除染率を向上させることができる。

以上、本発明の実施形態を詳述したが、本発明は上記実施形態に限定されるものではない。そして本発明は、特許請求の範囲に記載された事項を逸脱することがなければ、種々の設計変更を行うことが可能である。

上記した課題を解決するために、本発明に係る射性物質汚染粒状物質の除染方法は、放射性物質汚染粒状物質をリン酸ナトリウム塩系の分散剤と混合することで、放射性物質が保持されている空間を大きくする前処理工程と、前記前処理工程を行った放射性物質汚染粒状物質を、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物と混合することで、前記放射性物質汚染粒状物質の放射性セシウム１３４及び１３７を前記多孔質粒状炭化焼成物に取り込む除染工程とを有することを特徴とする。

Claims

放射性物質汚染粒状物質をリン酸ナトリウム系の分散剤と混合する前処理工程と、
前記前処理工程を行った放射性物質汚染粒状物質を、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物と混合することで、前記放射性物質汚染粒状物質の放射性セシウム１３４及び１３７を前記多孔質粒状炭化焼成物に取り込む除染工程と、を有する、
ことを特徴とする放射性物質汚染粒状物質の除染方法。
前記リン酸ナトリウム系の分散剤は、ヘキサメタリン酸ナトリウム、トリポリリン酸ナトリウム及びテトラピロリン酸ナトリウムの郡から選択される１又は２以上の化合物を含有する、
ことを特徴とする請求項１に記載の放射性物質汚染粒状物質の除染方法。
イオン交換可能な、塩化カリウム、硫酸マグネシウム及び硫酸銅の郡から選択される１又は２以上の化合物を前記多孔質粒状炭化焼成物に含浸させ、
この多孔質粒状炭化焼成物と前記前処理工程を行った放射性物質汚染粒状物質とを混合し、前記放射性物質汚染粒状物質の前記放射性セシウム１３４及び１３７をイオン交換により、前記多孔質粒状炭化焼成物に取り込む、
ことを特徴とする請求項１又は請求項２に記載の放射性物質汚染粒状物質の除染方法。