(57)【特許請求の範囲】
【請求項１】
セシウムを吸着する、ベントナイトもしくはゼオライトからなる粉粒状吸着剤あるいはフェロシアン化鉄もしくはゼオライトを担持した不織布からなるシート状吸着剤を、土地もしくは仮置き場のセシウム汚染土壌に水を介して接触させ、攪拌した後、
前記汚染土壌を、前記水中に前記粉粒状吸着剤あるいはシート状吸着剤を添加した状態で２４時間以上静置することにより、土壌中のセシウムを、粉粒状吸着剤あるいはシート状吸着剤に吸着させることで、土壌中のセシウムを低減し、
セシウムを吸着した粉粒状吸着剤あるいはシート状吸着剤は、放射性廃棄物として処理することを特徴とするセシウム汚染土壌の除染方法。
【発明の詳細な説明】
【技術分野】
【０００１】
本発明は、放射性物質で汚染された土壌の除染方法に関し、詳細には、放射性物質で汚染された土壌から放射性物質を吸着除去して土壌を無害化あるいは土壌中放射性物質を低減することで、汚染土壌自体を放射性廃棄物として管理する場合よりも放射性廃棄物の発生量を低減すること、もしくは土壌中放射性物質を低減することで、汚染土壌からの植物への移行を抑制することができる放射性物質汚染土壌の除染方法に関する。
【背景技術】
【０００２】
東日本大震災にともない発生した放射性物質の飛散は、発電所内に止まらず周辺の幅広い地域に及び、基準値を越える放射線が検出される状況が続いており、これら地域での放射性物質汚染土壌の除染は深刻な問題となっている。
【０００３】
放射性物質の飛散による汚染では、特に地表付近の土壌が汚染されるので、放射性物質で汚染された土壌の処理方法として、汚染された表面付近の土壌のみを取り除く表土剥ぎ取りや汚染された地面を掘り返して汚染された表面の土壌と汚染されていない地下の土壌を入れ替える天地返し、あるいは田圃等においては水を張ってから土壌を耕すことで土を砕きながら混ぜ合わせる代掻きなどの方法が試みられている。
【０００４】
しかしながら、表土剥ぎ取りの場合には、剥ぎ取った表土自体を放射性廃棄物として保管し管理しなければならないので、多量の土壌を保管するための場所の確保が大きな課題となっている。そして、天地返しの場合には、放射性物質で汚染された土壌が地下に存在することになるので、放射性物質が深い根をはる植物を介して地上部へ移行してくるといった懸念が、また、代掻きの場合には、放射性物質が水とともに周辺の土地や河川に流出するといった恐れが想定される。
【０００５】
放射性物質で汚染された土壌を処理する方法としては、汚染源である放射性物質を取り除いて土壌を無害化し、取り除いた放射性物質は別の場所で安全に保管するのが望ましいことは言を待たないが、その際、安全に保管し管理しなければならない放射性廃棄物の発生量を可能な限り減らす方法が極めて重要となってくる。
【発明の概要】
【発明が解決しようとする課題】
【０００６】
本発明は、吸着剤を用いて放射性物質で汚染された土壌を除染する方法において、吸着剤の回収が容易で安全に使用することができ、かつ発生する放射性廃棄物の量を減らすこと、もしくは土壌中放射性物質を低減することで、汚染土壌からの植物への移行を抑制することができる方法を提供することを課題とする。
【課題を解決するための手段】
【０００７】
本発明者らは鋭意検討し、粉粒状の放射性物質吸着剤または、放射性物質吸着剤をシート内に保持したシート状吸着剤や放射性物質吸着剤を袋内に充填した袋状吸着剤を、放射性物質で汚染された土壌に水を介して接触させることで、前記課題を解決できることを見出し、本発明に到達した。
【０００８】
すなわち、本発明は、放射性物質を吸着する粉粒状吸着剤あるいは前記吸着剤をシート内に保持したシート状吸着剤あるいは前記吸着剤を袋内に充填した袋状吸着剤を、土地もしくは仮置き場の放射性物質汚染土壌に水を介して接触させ、土壌中の放射性物質を粉粒状吸着剤あるいはシート状吸着剤あるいは袋状吸着剤に吸着させ、土壌を無害化あるいは土壌中放射性物質を低減し、放射性物質を吸着した粉粒状吸着剤あるいはシート状吸着剤あるいは袋状吸着剤は放射性廃棄物として処理することを特徴とする放射性物質汚染土壌の除染方法を提供する。
【発明の効果】
【０００９】
ゼオライト等の放射性物質吸着剤または、当該吸着剤をシート内に保持したシート状吸着剤や袋内に充填した袋状吸着剤を用いるので、放射性物質を吸着後の吸着剤を容易に、かつ安全に回収することができる。そして、シート状吸着剤あるいは袋状吸着剤のみが放射性廃棄物となるので、放射性廃棄物の発生量を低減することができる。もしくは土壌中放射性物質を低減させる場合は、当該土壌の管理レベルを下げ、処理コストを低減する事ができる。
【図面の簡単な説明】
【００１０】
【図１】ゼオライトの粒子径とセシウム除去率の関係を示すグラフ。
【図２】ゼオライトを充填した袋状吸着剤の浸漬時間とセシウム濃度の関係を示すグラフ。
【図３】土壌へのゼオライト添加量と植物へのセシウム移行抑制率を示すグラフ。
【発明を実施するための形態】
【００１１】
以下、詳細に説明する。
本発明で用いるシート状吸着剤とは、通水可能なシート状の素材にゼオライト等の吸着剤を担持あるいは挟持して保持したものであり、シート状の素材にゼオライトを挟み込んで、シート端部もしくはシート端部とシートの適宜部分を接着、折り返し、縫合する、あるいはゼオライトを接着成分でシートに圧着、担持するなどの方法により作製する。袋状吸着剤とは、通水可能な袋状の素材にゼオライト等の吸着剤を封入したものであり、袋を構成する素材は布、多孔性のプラスチックや金属などである。
【実施例】
【００１２】
（試験例１）
ゼオライトの粒子径と放射性物質の吸着性能の関係について試験を行った。放射性物質のモデル物質としてセシウムを用いた。
塩化セシウムを添加した海水（セシウム濃度２ｐｐｍ）２００ｍｌに、平均粒子径が異なる各種ゼオライト（３１種）５ｇを添加し、１０℃で２４時間静置した。上澄み５ｍｌをサンプリングし、０．４５μｍのフィルターにてろ過し、ろ過後のろ液中のＣｓ濃度を測定し、セシウムの除去率を求めた。ゼオライトの粒子径とＣｓ除去率の関係を図１に示す。
粒子径が小さい（すなわち表面積が大きい）ゼオライトほどＣｓ除去率に優れ、平均粒子径１３〜５０μｍの粉末状ゼオライトが良好なＣｓ除去率を示した。
例えば、東ソー製モルデナイト６４０ＨＯＡ（φ１３μｍ）では９０％であるが、新東北化学工業製ゼオフィル１４２４（φ１．０〜１．４ｍｍ）では７４％、新東北化学工業製ゼオフィル６１４（φ１．４〜４．０ｍｍ）では７６％であった。
【００１３】
（試験例２）
ゼオライトとして、東ソー製モルデナイト６４０ＨＯＡならびに新東北化学工業製ゼオフィル１４２４を選び、試験例１の海水に替えて純水を使用し、純水中でのＣｓ除去率を測定した。２４時間後のＣｓ除去率を、試験例１の海水中で測定した結果と対比して表１に示す。
【００１４】
【表１】
0006376428.tif 000002
【００１５】
（試験例３）
極細繊維布（テイジン（株）製、ミクロガード（登録商標）、素材：ポリエステル７５％／ナイロン２５％）、ソックスレー抽出用円筒濾紙（アドバンテック製）、土嚢袋用麻布、土嚢袋用フェルト布、２６μｍメッシュ金網、桐山ろ紙（Ｎｏ．３）より袋もしくはシートを作成し、平均粒子径が１３μｍまたは３０〜５０μｍのゼオライトを充填して袋状吸着剤を作成した。作成した袋状吸着剤を、水を入れたビーカー中に浸漬し、振とうして、ゼオライトの流出状況を観察した。
その結果、極細繊維布およびソックスレー抽出用円筒濾紙、桐山ろ紙で作成した袋状もしくはシート状の吸着剤は、通水性があり、かつ振とう後も水は清澄でありゼオライトの流出は認められなかった。これに対し、土嚢用麻布、土嚢用フェルト布、２６メッシュ金網で作成した袋状吸着剤は、振とうにより水が白濁しゼオライトの流出が認められた。  
【００１６】
（試験例４）
ソックスレー抽出用円筒濾紙（アドバンテック製）にゼオライト５ｇを充填し、開口部をシリコン栓をした上でテフロン（登録商標）テープおよび結束バンド（インシュロック（登録商標））で密封し、袋状吸着剤を作成した。また、桐山ろ紙（Ｎｏ．３）を二つ折りにしてから中央部にゼオライト５ｇを充填した後、３方を２回折りし、ホッチキスにて密封し、シート状吸着剤を作成した。塩化セシウムを溶解した海水２００ｍｌ（セシウム濃度は約２．３ｐｐｍ）に袋状吸着剤あるいはシート状吸着剤を静置状態で浸漬し、海水中のセシウム濃度の変化を測定した。ゼオライトとして、東ソー製モルデナイト６４０ＨＯＡ（φ１３μｍ）、新東北化学工業製ゼオフィル６１４（φ１．４〜４．０ｍｍ）、新東北化学工業製ゼオフィル１４２４（φ１．０〜１．４ｍｍ）の３種類を用いた。結果を図２に示す。
【００１７】
図２に示すように、４００時間浸漬後のセシウム除去率は、東ソー製モルデナイト６４０ＨＯＡ（φ１３μｍ）で約９０％、その他の２種では６５〜７０％程度であった。したがって、袋状吸着剤を用いても、浸漬時間を長くすれば、前記（試験例１）の海水中にゼオライトを直接添加した場合と同等の除去率を示すことが判った。
【００１８】
（試験例５）
ゼオライトによる、土壌中のセシウムの幼体植物への移行抑制効果に関する試験を実施した。
黒土５、赤玉土３、バーミキュライト２からなる畑模擬土１００〜５００ｇ（乾重量）に、セシウムを２ｐｐｍになるように添加し、放射性物質汚染土壌のモデル土壌を作成した。ゼオライトとして、新東北化学工業製ゼオフィル１４２４を用いて、畑模擬土に０．１〜２．５％添加し、表土５ｍｍ程度にすき込んで混合した。ミニヒマワリ、カイワレ大根、ブロッコリを種子から栽培し、植物幼体へのセシウムの移行量を測定した。
【００１９】
植物幼体中のセシウムの分析は、以下のようにして行った。すなわち、各植物の幼体の葉および茎を採取し、乾燥した後、乳鉢で粉砕し、６０％硝酸に１時間浸漬する。次いで、ろ過し、ろ液を希釈して分析試料を調整し、ＩＣＰ−ＭＳで試料中のセシウムの量を測定した。
【００２０】
ゼオライトを土壌中に２．５％添加した場合の、ミニヒマワリおよびカイワレ大根へのセシウム移行抑制効果を測定した結果を、ゼオライトを添加しなかった場合と比較して、表２に示す。ミニヒマワリについては、栽培１５日目（本葉４〜６枚の状態）に１０本採取して測定した。カイワレ大根については、栽培１６日目（１０ｃｍ程度に成長し本葉２枚の状態）に１４本採取して測定した。
また、新東北化学工業製ゼオフィル１４２４の添加量と、ブロッコリへのセシウム移行抑制効果を測定した結果を図３に示す。
【００２１】
【表２】
0006376428.tif 000003
【００２２】
表２および図３より、ゼオライトを土壌に添加することにより、セシウムの幼体植物への移行量が約１／１０に抑えられることが判る。
【００２３】
（実施例１）
汚染土壌の除染前処理として粘土共存下で水に浸漬し、汚染土壌中のＣｓを、より吸着性の高い粘土に移行させる検討を実施した。模擬汚染砂としてＣｓを添加した珪砂３号を使用した。
【００２４】
＜模擬汚染砂の作成とＣｓのベントナイトへの移行試験＞
珪砂３号（粒径０．８〜５．０ｍｍ）５ｇに、塩化セシウム（関東化学、塩化セシウム  ９９．８％）を、セシウムが２．００ｐｐｍとなるよう添加（２０ｐｐｍ溶液を０．５ｍｌ添加）し、セシウムを珪砂３号によく吸着させるため３４日間室温で放置したものを、模擬汚染砂とした。
５５０ｍｌ容の広口ねじビンに模擬汚染砂を入れ、純水２００ｍｌを加えた後、粘土鉱物としてベントナイト（粉末状）を１〜１５ｇ添加し、蓋をして手で１０回／５秒円を描くようにして攪拌し、ベントナイトを液となじませ模擬汚染砂と均一化した混合液を、１０℃水浴で２４時間もしくは６日間静置した（表３の試験Ｎｏ．Ｙ１〜Ｙ４）。なお、比較としてベントナイトを添加せずに同様の試験も行った（表３の試験Ｎｏ．Ｙ５）。
【００２５】
＜珪砂の取り出し＞
静置した後の上記混合液を３００μｍメッシュ篩で珪砂３号を回収した。ろ液（ベントナイトと純水の混液）を遠心分離することにより得た上澄み液を用いて篩上の珪砂を洗い、表面に付着したベントナイトを除去した後、アルミ皿に移して８０℃で２時間乾燥させた。回収された珪砂３号は、いずれの移行試験でも４．９８ｇ以上であり、珪砂３号はロス分０．５％未満で回収されていることを確認した。
また、上記の上澄み液をサンプリングし、０．４５μｍのメンブレンフィルターにてろ過し、ＩＣＰ−ＭＳにてＣｓ濃度を測定した。測定結果は、表３の移行試験液中のＣｓ濃度として示している。その結果、ベントナイトを添加しなかった系（表３の試験Ｎｏ．Ｙ５）のみ０．０１ｐｐｍのＣｓの溶出が認められたが、それ以外の系では検出限界以下であった。
【００２６】
＜珪砂に残留したＣｓ濃度の測定（珪砂３号中Ｃｓの溶出試験）＞
回収した珪砂３号（４．９８〜４．９９ｇ）を５０ｍｌ容の耐熱遠心管（ザルスタット、５０ｍｌ自立型遠心チューブ）に移し、０．５Ｍ硝酸アンモニウム溶液４０ｍｌ（和光純薬、硝酸アンモニウム  ９９．０％にて調整）を加え、手で１０回／５秒上下に攪拌した後、８０℃×３時間、１５０ｐｒｍ振とう条件で溶出試験を行った。
この上澄み液５ｍｌをサンプリングし、サンプリングした液を０．４５μｍのメンブレンフィルターにてろ過し、ＩＣＰ−ＭＳにてＣｓ濃度を測定した。
【００２７】
ＩＣＰ−ＭＳにて測定したＣｓ濃度は、表３に溶出液中のＣｓ濃度として示した。
【００２８】
＜珪砂中の残留Ｃｓ濃度および珪砂中のＣｓ低減率の算出＞
上記の＜模擬汚染砂の作成とＣｓのベントナイトへの移行試験＞において作成した、２．００ｐｐｍのＣｓを添加・吸着させた珪砂３号及び、Ｃｓを添加しない珪砂３号について、＜珪砂に残留したＣｓ濃度の測定（珪砂３号中Ｃｓの溶出試験）＞と同様にして、ＩＣＰ−ＭＣにてＣｓ濃度を測定したところ、それぞれ０．２４１ｐｐｍ、０．００７ｐｐｍであった（表３の試験Ｎｏ．Ｙ８、Ｙ９。表３では小数点以下２桁までを表記）。珪砂３号に元々含まれていたＣｓ濃度をＸとすると、両者のＣｓ溶出率は等しいことから、
０．２４１／（（Ｘ＋２．００）×５／４０）＝０．００７／（Ｘ×５／４０）が成り立ち、これより、珪砂３号に元々含まれていたＣｓ濃度Ｘは、０．０６０ｐｐｍと算出され、これらの値より珪砂からのＣｓの溶出率を求めると、０．２４１／（０．０６＋２．００）×４０／５＝０．９３（式中の４０は添加した０．５Ｍ硝酸アンモニウム溶液の量、５は試験に供した珪砂の量である）より、９３％であった。
【００２９】
Ｃｓ溶出率は、ベントナイトへの移行試験においても同じであると想定されるので、ベントナイトへの移行試験における珪砂中のＣｓ濃度（表３の試験Ｎｏ．Ｙ１〜Ｙ４）およびベントナイトを添加しない比較試験における珪砂中のＣｓ濃度（表３の試験Ｎｏ．Ｙ５）は、以下のようにして算出される。
珪砂中の残留Ｃｓ濃度（ｐｐｍ）＝（溶出液中のＣｓ濃度／０．９３）×（４０／５）
【００３０】
試験結果をまとめて表３に示す。
【００３１】
【表３】
0006376428.tif 000004
【００３２】
試験前の模擬砂のＣｓ濃度が２．０６ｐｐｍ、ベントナイト未添加で移行試験を行った模擬汚染砂のＣｓ濃度が１．６２ｐｐｍであったのに対し、ベントナイトを添加して２４時間移行試験を行った模擬汚染砂中のＣｓ濃度は０．８５〜０．６４ｐｐｍと、ベントナイトの添加量に応じて低減する傾向が見られた。これにより、一度珪砂に吸着したＣｓが水を介して、よりＣｓ吸着性の高い物質へと移行することが確認できた。
また、ベントナイトの添加量が１ｇでも、移行時間を６日にした系では、模擬汚染砂中のＣｓ濃度は０．４４ｐｐｍと、さらに低減したことから、移行時間を長くすることにより、Ｃｓ低減効果が大きくなることが示唆された。
【００３３】
（実施例２）
ゼオライトによる、土壌中のセシウムのゼオライトへの移行試験を実施した。土壌は、大量に入手できる園芸用黒土（自然状態での水分量３３％）を使用した。
【００３４】
＜模擬汚染土壌の作成＞
黒土（２ｍｍ篩にて粒径２ｍｍ以下としたもの）１００ｇに、塩化セシウム（関東化学；塩化セシウム９９．８％）を、セシウムが２．００ｐｐｍとなるよう添加（２０．０ｐｐｍ溶液を１０ｍｌ添加）し、セシウムを土壌によく吸着させるため１４日間室温で放置したものを、、模擬汚染土壌とした。
【００３５】
＜吸着剤＞
吸着剤として、新東北化学工業製ゼオフィル６１４（φ１．４〜４．０ｍｍ）を篩にて２〜４ｍｍに整粒したもの、および東ソー製モルデナイト６４０ＨＯＡ（φ１３μｍ）の２種類のゼオライト、ならびに工芸用ベントナイト（粉末状）の３種類について試験を行った。吸着剤の使用量は５〜２０ｇとした。
吸着剤の添加方法としては、ゼオフィル６１４の場合は顆粒を直接添加する方法と袋に入れて投入する方法の２つの方法で実施し、モルデナイト６４０と工芸用ベントナイトの場合は袋に入れて投入する方法で実施した。
袋入り吸着剤は、試験例３で用いた極細繊維布を袋状にし、これに１０ｇの吸着剤を封入し、端を３回折り込んで約１ｃｍおきにゼムクリップでとめることで作成した。    
【００３６】
＜Ｃｓの吸着剤への移行試験＞
５５０ｍｌ容の広口ねじビンに、模擬汚染土壌１００ｇと純水２００ｍｌを加えた後、上記吸着剤を直接もしくは袋入りの状態で添加し、蓋をして上下に手で１０秒間攪拌してよく混和した混合液を、室温にて２４時間もしくは７日間静置した（表４の試験Ｎｏ．Ｙ３１〜Ｙ３９）。
吸着剤を添加しない対照例（試験Ｎｏ．Ｙ４０）についても、同様にして、室温で７日間静置して試験を行った。
【００３７】
＜吸着剤の取り出し＞
吸着剤を添加してから２４時間後もしく７日後に、上記混合液の上澄み液を５ｍｌ分取し、０．４５μｍのメンブレンフィルターにてろ過し、ＩＣＰ−ＭＳにてＣｓ濃度を測定したが、Ｃｓは検出されず、Ｃｓが溶出していないことを確認した。その後、ゼオライトを直接添加した系では、篩い目２ｍｍの篩を用いて、ゼオライトを試験系から回収した。なお、篩上のゼオライトは、ろ液中の黒土と水の混合液を遠心分離した上澄みにて３回洗い、ゼオライトに付着した黒土を全て液側に回収した。
吸着剤を袋に入れて加えた系では、袋を揺すり、袋表面の黒土を落としながら液から引き上げることで吸着剤を取り出した。
【００３８】
＜黒土に残留したＣｓ濃度の測定（黒土中Ｃｓの溶出試験）＞
黒土に残留したＣｓを定量するために溶出試験を実施した。すなわち、回収した湿った状態のゼオライトを秤量し、ゼオライトの移行試験前との重量差から、試験系からの水分のロス量を求め、このロス量と同量の純水を、吸着剤取り出し後の黒土と純水の混合液に添加し、純水の全量を吸着剤添加前と同じ２００ｍｌとした。次いで、硝酸アンモニウム８ｇを加えて溶解し、０．５Ｍの硝酸アンモニウム溶液とし、試験液とした。
当該試験液について、８０℃×３時間、１５０ｐｒｍ振とう条件で溶出試験を行った。
上澄み液５ｍｌをサンプリングし、サンプリングした液を０．４５μｍのメンブレンフィルターにてろ過し、ＩＣＰ−ＭＳにてＣｓ濃度を測定した。
【００３９】
ＩＣＰ−ＭＳにて測定したＣｓ濃度は、表４に溶出液中のＣｓ濃度として示した。
【００４０】
＜黒土中の残留Ｃｓ濃度および黒土中のＣｓ低減率の算出＞
試験例６の場合と同様にして、黒土中の残留Ｃｓ濃度および黒土中のＣｓ低減率を算出した。すなわち、上記の＜Ｃｓの吸着剤への移行試験＞での、２．００ｐｐｍのＣｓを添加・吸着させた黒土（表４の試験Ｎｏ．Ｙ４０）及び、Ｃｓを添加しない黒土（表４の試験Ｎｏ．Ｙ４１）について、＜珪砂に残留したＣｓ濃度の測定（珪砂３号中Ｃｓの溶出試験）＞と同様にして、ＩＣＰ−ＭＣにてＣｓ濃度を測定したところ、それぞれ０．５２６ｐｐｍ、０．０４１ｐｐｍであった（表４の試験Ｎｏ．Ｙ４０、Ｙ４１では小数点以下２桁までを表記）。黒土に元々含まれていたＣｓ濃度をＸとすると、両者のＣｓ溶出率は等しいことから、
０．５２６／（（Ｘ＋２．００）×１００／２００）＝０．０４１／（Ｘ×１００／２００）が成り立ち、これより、黒土に元々含まれていたＣｓ濃度Ｘは、０．１７ｐｐｍと算出され、これらの値より黒土からのＣｓの溶出率を求めると、０．５２６／（０．１７＋２．００）×２００／１００＝０．４８（式中の２００は試験液である０．５Ｍ硝酸アンモニウム溶液の量、１００は試験に供した黒土の量である）より、４８％であった。
【００４１】
Ｃｓ溶出率は、吸着剤への移行試験においても同じであると想定されるので、吸着剤への移行試験における黒土中のＣｓ濃度（表４の試験Ｎｏ．Ｙ３１〜Ｙ３９）は、以下のようにして算出される。
黒土中の残留Ｃｓ濃度（ｐｐｍ）＝（溶出液中のＣｓ濃度／０．４８）×（２００／１００）
【００４２】
試験結果をまとめて表４に示す。
【００４３】
【表４】
0006376428.tif 000005
【００４４】
模擬汚染土である黒土（Ｙ４０）のＣｓ濃度が２．１７ｐｐｍであったのに対し、吸着剤としてゼオライトを使用し７日間静置した移行試験後の黒土中Ｃｓ濃度は１．５〜１．３ｐｐｍと、ゼオライト添加量に応じて低減する傾向が見られた。（Ｙ３１〜Ｙ３３）
ゼオライト２０ｇを添加した系で静置時間が２４時間と７日の場合について比較すると、黒土中Ｃｓ濃度は７日間の方が低減しており、静置時間が長いほうがＣｓ低減効果のあることが示唆された（Ｙ３３、３４）。
ゼオライトを布袋に入れて投入した場合、直接投入した場合よりもＣｓの低減効果は低くなる（Ｙ３２とＹ３５の比較）ものの、静置時間を長くすることで静置時間が短い場合に比べてＣｓ低減効果が増すことが示唆された（Ｙ３６とＹ３７の比較）。静置時間を長くすることでＣｓ低減効果が増すことは吸着剤としてベントナイトを用いた場合でも同様であった（Ｙ３８とＹ３９の比較）。
【００４５】
（実施例３）
フェロシアン化物による、土壌中のセシウムのフェロシアン化物への移行試験を実施した。土壌は、大量に入手できる園芸用黒土（自然状態での水分量３３％）を使用した。
【００４６】
＜模擬汚染土壌の作成＞
黒土（２ｍｍ篩にて粒径２ｍｍ以下としたもの）５ｇを５０ｍｌ容耐熱遠心管（ザルスタット、５０ｍｌ自立型遠心チューブ）に入れ、塩化セシウム（関東化学；塩化セシウム９９．８％）を、セシウムが２．００ｐｐｍとなるよう添加（２０．０ｐｐｍ溶液を０．５ｍｌ添加）し、セシウムを土壌によく吸着させるため３３７日間室温で放置したものを、模擬汚染土壌とした。
【００４７】
＜フェロシアン化鉄を担持した不織布の作成＞
不織布（旭化成製ＢＥＭＣＯＴ  Ｍ−１  サイズ１４．５×１５．５ｃｍ  重量０．６４ｇ）にフェロシアン化カリウム（ヘキサシアノ鉄II酸カリウム三水和物  試薬特級  関東化学（株））の２．５％溶液１００ｍｌに８０℃で５分間浸した後、布を絞り余分な溶液を除去し、６０℃にて約２時間乾燥させた。このときの布の重量は０．７１ｇであった。
これに塩化第二鉄（塩化鉄（III）六水和物  試薬特級  和光純薬（株））の９％溶液を、布全体が紺色を呈するまで約６ｍｌ添加し、不織布上にてフェロシアン化鉄（プルシアンブルー）を生成させ、湿潤状態のまま、６０℃にて約２時間乾燥させた。このときの布の重量は１．０５ｇであった。
次に、純水１００ｍｌにて３回水洗して、余分なフェロシアン化鉄を洗い落とし、次いで塩化ナトリウムの１５％溶液１００ｍｌに１５分間浸し、フェロシアン化鉄を定着化させ、１５０ｍｌの純水で１回水洗して余分な塩分を除去した後、６０℃にて約２時間乾燥させ、フェロシアン化鉄を担持した不織布とした。このときの布の重量は０．７０ｇであった。
【００４８】
＜Ｃｓのフェロシアン化鉄担持不織布への移行試験＞
模擬汚染土壌（００４６にて作成したもの）５ｇに、上記で作成したフェロシアン化鉄担持不織布０．７ｇと純水４０ｍｌを加え、蓋をして手で１０回／５秒上下に攪拌してよく混和した混合液を、室温にて２４時間静置した。
【００４９】
＜吸着剤の取り出し＞
吸着剤を添加してから２４時間後に、上記混合液の上澄み液を５ｍｌ分取し、０．４５μｍのメンブレンフィルターにてろ過し、ＩＣＰ−ＭＳにてＣｓ濃度を測定したが、Ｃｓは検出されず、Ｃｓが溶出していないことを確認した。その後、フェロシアン化鉄担持不織布を揺すり、布表面の黒土を落としながら上記混合液から引き上げた。次いで布を絞り、黒土の混ざった液を試験系に戻した。
【００５０】
＜黒土に残留したＣｓ濃度の測定（黒土中Ｃｓの溶出試験）＞
黒土に残留したＣｓを定量するために溶出試験を実施した。すなわち、回収した湿った状態のフェロシアン化鉄担持不織布を秤量し、フェロシアン化鉄担持不織布の移行試験前との重量差を、試験系からの水分のロス量として求め、このロス分の純水を差し引いた上で、試験液が０．５Ｍの硝酸アンモニウム溶液となるよう、硝酸アンモニウムを添加した。
回収したフェロシアン化鉄担持不織布を湿った状態で秤量したところ３．４３ｇであった。
これより試験系からの水のロス分は２．７３ｇと計算され、この分を最初の純水添加量４０ｍｌから差し引き、硝酸アンモニウムの添加量は１.４９ｇとした。
蓋をして手で１０回／５秒上下に攪拌してよく混和したのち、８０℃１５０ｐｒｍ振とう条件で３時間の溶出試験を行い、上澄み１ｍｌをサンプリングした。サンプリングした液を０．４５μｍのメンブレンフィルターにてろ過し、ＩＣＰ−ＭＳにてＣｓ濃度を分析した。
なお、その後、回収したフェロシアン化鉄担持不織布を乾燥し、水分を除去したのちに秤量したところ、１．９２ｇであった。これより、試験液からの実際のロス分は、土壌が１．２２ｇ、水が１．５１ｇであることを確認した。
【００５１】
ＩＣＰ−ＭＳにて測定したＣｓ濃度は、表５に溶出液中のＣｓ濃度として示した。
【００５２】
＜黒土中の残留Ｃｓ濃度および黒土中のＣｓ低減率の算出＞
試験例６の場合と同様にして、黒土中の残留Ｃｓ濃度および黒土中のＣｓ低減率を算出した。すなわち、上記の＜Ｃｓの吸着剤への移行試験＞での、２．００ｐｐｍのＣｓを添加・吸着させた黒土（表５の試験Ｎｏ．Ｙ５６）及び、Ｃｓを添加しない黒土（表５の試験Ｎｏ．Ｙ５７）について、＜珪砂に残留したＣｓ濃度の測定（珪砂３号中Ｃｓの溶出試験）＞と同様にして、ＩＣＰ−ＭＣにてＣｓ濃度を測定したところ、それぞれ０．１５６ｐｐｍ、０．０２５ｐｐｍであった（表５の試験Ｎｏ．Ｙ５６、Ｙ５７では小数点以下２桁までを表記）。黒土に元々含まれていたＣｓ濃度をＸとすると、両者のＣｓ溶出率は等しいことから、
０．１５６／（（Ｘ＋２．００）×５／４０）＝０．０２５／（Ｘ×５／４０）が成り立ち、これより、黒土に元々含まれていたＣｓ濃度Ｘは、０．３８ｐｐｍと算出され、これらの値より黒土からのＣｓの溶出率を求めると、０．１５６／（０．３８＋２．００）×４０／５＝０．５２（式中の４０は試験液である０．５Ｍ硝酸アンモニウム溶液の量、５は試験に供した黒土の量である）より、５２％であった。
【００５３】
Ｃｓ溶出率は、吸着剤への移行試験においても同じであると想定されるので、吸着剤への移行試験における黒土中のＣｓ濃度（表５の試験Ｎｏ．Ｙ５５）は、以下のようにして算出される。
黒土中の残留Ｃｓ濃度（ｐｐｍ）＝（溶出液中のＣｓ濃度／０．５２）×（４０−１．５１）／（５−１．２２）
（式中の４０−１．５１は試験液である０．５Ｍ硝酸アンモニウム溶液のロス分考慮した量、５−１．２２は試験に供した黒土のロス分を考慮した量である。）
【００５４】
試験結果をまとめて表５に示す。
【００５５】
【表５】
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【００５６】
模擬汚染土である黒土（Ｙ５６）のＣｓ濃度が２．３８ｐｐｍであったのに対し、吸着剤としてフェロシアン化鉄担持不織布を使用し１日間静置した、移行試験後の黒土中Ｃｓ濃度は１．７５ｐｐｍであり、フェロシアン化鉄担持不織布により黒土中のＣｓ濃度が低減する傾向が見られた（Ｙ５５）。
なお、フェロシアン化鉄であるプルシアンブルーは水に不溶であり、一般的には青色顔料としてペンキ、インク、クレヨンなどに利用されている難分解性シアノ錯体である。シアンイオンは強く鉄原子と結合しているため遊離しにくく、毒性は低く、医師の管理下で経口的にも使用できる物質である。しかし、熱や高アルカリ条件では、場合によってシアン化合物を遊離する懸念がゼロではないため、プルシアンブルーの使用に当たっては、念のため長期間の開放系での利用は避け、管理可能な閉鎖系にて使用することが望ましいと思われる。
【図１】
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【図２】
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【図３】
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