JP5946044B2

JP5946044B2 - 放射性物質汚染土壌の除染方法

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Publication number: JP5946044B2
Application number: JP2014172150A
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Inventors: アイ　バン　トラン; バントランアイ
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Filing date: 2014-08-27
Publication date: 2016-07-05
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Description

本発明は、放射性物質によって汚染された農地、民間居住地域、公共施設等の土壌を除染する放射性物質汚染土壌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方法に関するものである。

放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７を除染する方法として下記特許文献１には、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から選ばれる鉄塩、並びにアンモニウム塩、カリウム塩から選ばれる薬剤水溶液又は水で洗浄し、前記放射性物質汚染土壌の放射性セシウムを抽出して浄化を行い、薬剤水溶液又は水に、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）を添加する方法が開示されている。しかし、放射性セシウム汚染薬剤水溶液、水、アルコール、有機溶媒セロソルブの処理方法、安心且つ安全に保管、貯蔵する方法には触れられていない。

一方、下記特許文献２に記載された放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７の除染方法は、無機酸、有機酸等にてｐＨ３になるように調整して加熱処理した後アルカリで中和し、更に陽イオンを生じる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ものである。この沈殿土壌は放射性セシウムが１０Ｂｑ／ｋｇであるため、放射性物質汚染土壌が除染されている。発生した上清は、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た後、排水として系外に流出する。一方、放射性物質汚染吸着剤は遮蔽隔離する。これは、ｐＨ３の有機酸、陽イオンを生じる硫酸アンモニウムを含む洗浄水等の使用を原理原則とする除染方法であるが、最終工程の汚染吸着剤の遮蔽隔離方法には触れられていない。

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より低い結果であることを、下記特許文献３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１０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（ＮＨ₄ ⁺）、望ましくは１．５〜３．０ｍｅｑ／１００ｇ（ＮＨ₄ ⁺）、電気伝導度７０〜１５０μＳ／ｃｍ、Ｎａ含有率：０．０００３％以上、Ｋ含有率：０．０００３％以上、有機分が２５％未満、無機分が７５％以上である多孔質粒状ペーパースラッジ炭化焼成物を、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、前記多孔質粒状ペーパースラッジ炭化焼成物を放射性物質汚染土壌に散布や混合し、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）前記多孔質粒状ペーパースラッジ炭化焼成物の製造工程には、ＫＩの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及びセシウム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多孔質粒状ペーパースラッジ炭化焼成物の添加量は、０．１〜６ｋｇ／ｍ²（０．５〜５０ｋｇ／ｍ³）（乾土の０．１〜６重量％）、望ましくは１．０〜３．５ｋｇ／ｍ²（８〜３０ｋｇ／ｍ³）（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５００〜１，３００℃、望ましくは７００〜１，２００℃の還元炭化焼成炉で炭化焼成する。さらに望ましくは、８００〜１，１００℃で炭化焼成する。
（６）前記多孔質粒状ペーパースラッジ炭化焼成物は、絶乾重量で、可燃分（炭素を含む）：１５〜２５％、ＴｉＯ₂：０．５〜３．０％、Ｎａ₂Ｏ：０．０００１〜０．０００５％、Ｋ₂Ｏ：０．０００１〜０．０００５％、ＳｉＯ₂：１５〜３５％、Ａｌ₂Ｏ₃：８〜２０％、Ｆｅ₂Ｏ₃：５〜１５％、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、ＪＩＳＣ２１４１による吸水率が１００〜１６０％、ＢＥＴ吸着法による比表面積が８０〜１５０ｍ²／ｇであり、連続気泡を有する。
（７）前記多孔質粒状ペーパースラッジ炭化焼成物は、容積空隙率が７０％以上、空隙容積が１,０００ｍｍ³／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２０１２−２３７６５８号公報特開２０１３−１７８１３２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への影響予備テストを行った。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、バリウムとのイオン交換を行ったと推定される。一般に、塩素、硫黄は単独で存在せず、前記の金属と結合し、金属塩の化合物が生成される。

一方で、鉄−シアン化合物であるフェロシアン化コバルトあるいはフェロシアン化ニッケルは、放射性セシウムの選択吸着性が優れているが、形状が微粒子状であるため取り扱いが難しい。前記のＰＳＣのカリウム、鉄等は放射性セシウムとのイオン交換を行うと推定するため、ヘキサシアノ鉄（II）酸カリウム三水和物（フェロシアン化カリウム）をＰＳＣに含浸し、このカリウム及び鉄を共に含んだ鉄−シアン化合物の除染効率を調査し、カリウム、鉄等の放射性セシウムとのイオン交換性を再確認する。

本発明は、放射性セシウム１３４及び１３７と、金属塩化合物とのイオン交換反応を基にＰＳＣを改良し、放射性物質汚染土壌の放射性セシウム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、本発明に係る放射性物質汚染土壌の除染方法は、イオン交換可能な金属の塩化物、硫酸塩、及び鉄‐シアン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、ペーパースラッジからなる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放射性物質汚染土壌とを混合し、前記放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換を行う、ことを特徴とする。

本発明に係る放射性物質汚染土壌の除染方法は、前記多孔質粒状炭化焼成物に含浸させる塩化物が塩化カリウムであり、この塩化カリウムが、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の０．５％以上５％以下である、ことを特徴とする。

本発明に係る放射性物質汚染土壌の除染方法は、前記多孔質粒状炭化焼成物に含浸させる硫酸塩が、硫酸カリウム、硫酸マグネシウム、及び硫酸銅からなる群から選択される１または２以上の硫酸塩であり、前記硫酸カリウムが前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％以上５％以下、前記硫酸マグネシウムが前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％以上５％以下、及び前記硫酸銅が前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％である、ことを特徴とする。

本発明に係る放射性物質汚染土壌の除染方法は、前記多孔質粒状炭化焼成物に含浸させる鉄‐シアン化合物がフェロシアン化カリウムであり、このフェロシアン化カリウムが、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の０．５％以上５％以下である、ことを特徴とする。

本発明に係る放射性物質汚染土壌の除染方法は、塩化カリウムが、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物の重量の０．５％以上５％以下であり、硫酸カリウムが、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％以上５％以下であり、硫酸マグネシウムが、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％以上５％以下であり、硫酸銅が、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％であり、前記塩化カリウム、前記硫酸カリウム、前記硫酸マグネシウム、及び前記硫酸銅からなる群から選択される１または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放射性物質汚染土壌とを混合し、前記放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換を行う、ことを特徴とする。

本発明に係る放射性物質汚染土壌の除染方法は、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の除染効率を向上することができ、生産される米、野菜等の農産物の放射性セシウム１３４及び１３７を、簡単に日本基準値より低値にすることが可能である。

本発明に係る放射性物質汚染土壌の除染方法によれば、放射性セシウム１３４及び１３７の除染効率を向上させて処理された放射性物質汚染土壌の空間ガンマ線量を、原子力発電所事故の場所から直線距離で３２０ｋｍ以上離れている箇所と同等の値にすることが可能であり、環境と健康に対して安心、安全という利点がある。

本発明の実施形態に係る放射性物質汚染土壌の除染方法による放射性物質汚染土壌の経時変化がグラフで示された図である。

以下に、本発明の実施形態に係る放射性物質汚染土壌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。

本発明の実施形態に係る放射性物質汚染土壌の除染方法は、イオン交換可能な金属の塩化物、硫酸塩、及び鉄‐シアン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、これらのＰＳＣと放射性物質汚染土壌とを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とのイオン交換を行うものである。

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絶乾（ＯＤ：ｏｖｅｎｄｒｉｅｄ）重量）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^oＣ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１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が含まれている。

図１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^oＣ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。

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。

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（金属塩名−ＰＳＣ（例：ＣｕＳＯ₄−ＰＳＣ）と記す。）（１５ｇ、ＯＤ）の順でポリエチレン袋に入れ、よく混合し、２５^oＣで、１０日間放置した。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。

＜参考例１＞
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^oＣ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。

＜実施例１＞
６％ＣａＣｌ₂−ＰＳＣの調整は、次の手順で実施した。ＣａＣｌ₂・２Ｈ₂Ｏ（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^OＣ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、ＢａＣｌ₂−ＰＳＣ、ＭｇＣｌ₂−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^oＣ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％ＢａＣｌ₂−ＰＳＣが、５％ＫＣｌ−ＰＳＣ及び１％ＢａＣｌ₂−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％ＣａＣｌ₂−ＰＳＣ、１％ＢａＣｌ₂−ＰＳＣ、６％ＭｇＣｌ₂−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。

＜実施例２＞
１％ＭｇＳＯ₄−ＰＳＣは次の方法で調整した。硫酸マグネシウム（ＭｇＳＯ₄、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^OＣ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Ｋ₂ＳＯ₄−ＰＳＣを、ＦｅＳＯ₄・７Ｈ₂ＯでＦｅＳＯ₄−ＰＳＣを、ＺｎＳＯ₄・７Ｈ₂ＯでＺｎＳＯ₄−ＰＳＣを、ＣｕＳＯ₄・５Ｈ₂ＯでＣｕＳＯ₄−ＰＳＣを、硫酸セシウムでＣｓＳＯ₄−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^oＣ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。

＜実施例３＞
１％フェロシアン化カリウム−ＰＳＣは次の方法で調整した。Ｋ₄[Ｆｅ（ＣＮ）₆]３Ｈ₂Ｏ（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^OＣ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^oＣ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。

上記したとおり、本実施形態によれば、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単独または可能な１２０の組み合わせのうちの２以上の複数化合物をＰＳＣに含浸し、得られた金属塩−ＰＳＣを放射性物質汚染土壌と混合することにより、未処理ＰＳＣより除染率が大幅に改善される。これらの金属塩化合物は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、生産される米、野菜等の農産物の放射性セシウム１３４及び１３７を、簡単に日本基準値より低値にすることが可能である。

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。

Claims

イオン交換可能な金属の塩化物を、ペーパースラッジからなる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放射性物質汚染土壌とを混合し、前記放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換を行うものであり、
前記多孔質粒状炭化焼成物に含浸させる塩化物が塩化カリウムであり、この塩化カリウムが、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の０．５％以上５％以下である、
ことを特徴とする放射性物質汚染土壌の除染方法。
イオン交換可能な金属の硫酸塩を、ペーパースラッジからなる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放射性物質汚染土壌とを混合し、前記放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換を行うものであり、
前記硫酸塩が、硫酸カリウム、硫酸マグネシウム、及び硫酸銅からなる群から選択される１または２以上の硫酸塩であり、前記硫酸カリウムが前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％以上５％以下、前記硫酸マグネシウムが前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％以上５％以下、及び前記硫酸銅が前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％である、
ことを特徴とする放射性物質汚染土壌の除染方法。
塩化カリウムが、ペーパースラッジからなる多孔質粒状炭化焼成物の重量の０．５％以上５％以下であり、
硫酸カリウムが、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％以上５％以下であり、
硫酸マグネシウムが、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％以上５％以下であり、
硫酸銅が、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の１％であり、
フェロシアン化カリウムが、前記多孔質粒状炭化焼成物の重量の０．５％以上５％以下であり、
前記塩化カリウム、前記硫酸カリウム、前記硫酸マグネシウム、前記硫酸銅、及びフェロシアン化カリウムからなる群から選択される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放射性物質汚染土壌とを混合し、前記放射性物質汚染土壌の放射性セシウム１３４及び１３７とのイオン交換を行う、
ことを特徴とする放射性物質汚染土壌の除染方法。