セシウム汚染土壌を対象とした加熱化学処理パイロット実証
Pilot Scale Experiment for Cesium Contaminated Soil by a
Thermal-Chemical Treatment Method

竹田尚弘＊
Naohiro Takeda

小倉正裕＊
Masahiro Ogura

除染に伴い発生した除去土壌に対して，中間貯蔵施設に搬入された後，30年後の最終処分に向けて減容処理が検討されている。当社がこれまで開発してきた加熱化学処理技術は，ラボスケール，
ベンチスケールにて実汚染土壌を用いた実証試験で最大98 ％の Cs 除去率を達成している。本報では，パイロットスケールでの実証試験を実施し，加熱化学処理試験結果の再現性の確認，ならびに得られた浄化物の再生利用評価を行った。その結果，パイロットスケールでも加熱化学処理は適用可能であり，得られた浄化物は後処理を行なうことでコンクリート骨材，覆土材，盛土材，路盤材
として再利用可能であることを確認した。
It has been studied that volume reduction process of soil and wastes generated from decontamination
activities toward the ﬁnal disposal outside Fukushima Prefecture within 30 years from the start of interim
storage. In the previous reports, the thermal-chemical treatment for radioactively contaminated soil has
been demonstrated a removal efficiency 98 percent for r-Cs by the laboratory and bench scale test in
Fukushima prefecture.
In this report, pilot scale demonstrations were conducted in order to conﬁrm consistency of experimentand possibility for recycling of decontaminated products. This experiment indicate high removal rate ofr-Cs at 3 ton per day scale plant and the decontaminated products are able to use for concrete aggregate,
cover soil, banking material and subbase material.

Key Words：
放射性セシウムRadioactive cesium

汚壌Contaminated soil理

Thermal treatment

染

熱

土
処

減

容

処

理

Volume reduction process

再

生

利

用

Recycling【セールスポイント】
3 t/d 規模のパイロットプラントにて，汚染土壌への加熱化学処理技術の適用が可能であることを実証し，さらなるスケールアップが可能である。処理により得られた浄化物はコンクリート
骨材，覆土材，盛土材，路盤材への再生利用が可能である。

Vol. 13 No. 1（2016 ／ 9）＊

プロセス技術開発部 基盤技術室

神鋼環境ソリューション技報

27

まえがき

体制が明確となっている公共事業等において，人為

2011年３月11日に発生した東日本大震災に伴う東的な形質変更が想定されない盛土材等の構造基盤の京電力福島第一原子力発電所での事故により，大量部材に限定した使用を検討している。その際の品質の放射性物質（セシウム -134，セシウム -137等）

基準として，放射能濃度は8 000 Bq/kg 以下，放射が放出され，周辺環境を汚染した。国はこの事故由能以外の品質は通常の土木構造物に求められる要求

来放射性物質による汚染問題の解決を目的に，2011

品質３），４）を満足することが示された。

年８月に「平成二十三年三月十一日に発生した東北

除去土壌を対象とした主な減容技術としては，放地方太平洋沖地震に伴う原子力発電所の事故により

射性セシウム（以下 Cs）を多く含む細粒分と粗粒放出された放射性物質による環境の汚染への対処に分を分離する「分級技術」，ならびに土壌自体から関する特別措置法」を定め，除染作業を進めてい放射性 Cs を分離する「化学処理技術」，「熱処理技る。

術」などが挙げられる。この中で，熱処理技術は，除染に伴い発生する放射性物質に汚染された除去
土壌や除染廃棄物（以下，除去土壌等）は，中間貯分級処理により発生する微粒子等の濃縮汚染物や高濃度汚染土壌を対象に用いる技術である。

蔵・環境安全事業株式会社法に基づき，最終処分す

当社はこれまで，熱処理技術の一種である加熱化るまでの間，最長30年間中間貯蔵施設で保管するこ学処理技術を開発しており，安定性 Cs を添加した

3ととなっている。しかし，その量は最大2 200万 m

模擬汚染土壌ならびに放射性 Cs で汚染されている（東京ドーム18杯分）と見積もられており，１） 県外除去土壌を対象に，ラボスケール（g 規模）での最終処分に向け，安全性，経済性の観点から処分量

ボート加熱試験，ならびにベンチスケール（kg 規模）低減のため除去土壌等の減容技術開発が進められてでの小型回転炉を用いた加熱化学処理試験を実施しいる。

た結果，最大で Cs 除去率98 ％を達成した。５），６）

国は研究・技術開発および最終処分の方向性を検本報では，検討会で将来的に実施が予定されてい討するため，2015年７月，有識者からなる「中間貯る直轄型システム技術実証を想定し，ベンチ試験か

蔵除去土壌等の減容・再生利用技術開発戦略検討

らのスケールアップを目的に，3 t/d 規模のロータ

２）会」（以下，検討会）を設置した。 この中で将来

リーキルンによるパイロット実証を実施し，ベンチ的に活用可能性のある技術の小規模実証・評価を行

試験結果の再現性を確認して加熱化学処理技術の有う公募型実証事業と，分級処理および分級以外の技用性を実証した。また，得られた浄化物を対象に各術開発を行う直轄型システム技術実証を通じ，2024

種再生利用用途ごとの品質分析を実施し，再生利用

年までに減容・再生利用技術の基盤技術開発を完了可能であることを確認したので，報告する。

する計画としている。

1.

あわせて，検討会では減容処理で得られた浄化物の再生利用の方針として，利用先を管理主体や責任

当社加熱化学処理プロセスとその特徴

図１に当社の加熱化学処理プロセスフローを示す。本プロセスは⑴添加剤混合工程，⑵加熱処理工

加熱化学処理汚染土壌

前処理（洗浄・分級等）（1）添加剤
混合工程
細粒分（2）加熱処理
工程

分析・払出
（再利用）

粉じん・燃焼排ガス

粗粒分
分析・払出
（再利用）

（3）粉じん
処理工程

CaCO3（Cs 脱着促進剤）
NaCl（Cs 揮発補助剤）
図１
28

浄化物

排ガス

排気

粉じん
（高濃縮汚染物） 分析・払出（中間貯蔵施設へ）

加熱化学処理プロセスフロー

神鋼環境ソリューション技報

Vol. 13 No. 1（2016 ／ 9）

程，そして⑶粉じん処理工程の３つの工程から成28.6 ％の割合（共に乾燥重量として）で混合し，土る。

壌試料とした。

まず，添加剤混合工程にて，Cs を土壌から脱着

添加剤には，NaCl（株式会社日本海水，食塩）させる Cs 脱着促進剤として炭酸カルシウム（以下，と CaCO3（丸尾カルシウム株式会社，重質）の２

CaCO3）と，脱着した Cs を揮発させる揮発補助剤

種類を使用した。

として塩化ナトリウム（以下，NaCl）の２種類の

2. 2

Cs 吸着処理

添加剤を添加混合する。その後，加熱処理工程にCs 模擬汚染土壌を作製するための Cs 吸着処理は，て，添加剤混合土壌を1 000 ℃以上の温度域で加熱

Cs を吸着固定化しやすい粘土ならびに粘土鉱物を処理を行い，Cs を揮発分離する。揮発した Cs は粉対象に行った。

じん処理工程にてバグフィルタにより捕捉し，高濃縮汚染物として回収する。

粘土には脱水ケーキを用いているため，まずは
200 L のタンクにて脱水ケーキ50 kg を50 kg の水に回収した高濃縮汚染物は，遮蔽容器に入れて保７）管，もしくは飛灰洗浄技術

解砕・分散し，スラリを作製した。そこに安定性等を用いて Cs 吸着剤

Cs（ 水 酸 化 Cs・ 一 水 和 物，Rockwood Lithium

等へのさらなる高濃縮化を行い，遮蔽容器に入れてGmbH，99.95 ％）を添加し，十分に混合撹拌後，保管し，最終処分する。

ろ過分離にて再度ケーキ状にし，模擬汚染粘土を調Cs は汚染土壌中の粘土鉱物に吸着し固定化され，製した。

とくにバーミキュライトや風化雲母等の２：１型層

粘土鉱物に対しては，ドラムミキサに20 kg の８），９），

バーミキュライトを入れ，安定性 Cs を溶解した水

10），添加剤を混合しない場合は1 000 ℃でも放射性溶液 2 L を振りかけながら回転混合し，得られた模Cs は揮発除去されない。ところが上記添加剤を混

擬汚染粘土鉱物を90 ℃で一晩乾燥して調製した。

状けい酸塩鉱物に偏在すると考えられており合することで，土壌が溶融する温度域（1 200 ℃以

それぞれの Cs 模擬汚染試料に対して，吸着固定上）より低温である1 000 ℃の温度域にて，粘土鉱化されていることを確認するため，水溶態 Cs 抽出

物の結晶構造を変換し，Cs を揮発除去することが試験を実施した。水溶態 Cs 抽出試験は，模擬汚染11）

試料10 g に純水100 g を添加し，室温にて４時間ス

可能となる 。
本処理技術の特徴は以下のとおりである。
①

土壌が溶融しない低温域での加熱処理であるため，土壌の結晶構造を破壊せず，造粒・溶融のない土砂状の処理物を得ることができる。

液分離し，得られたろ液の Cs 濃度を分析した。
添加剤混合工程

2. 3

混合処理には，水平単軸ローター混合機（撹拌槽

汚染土壌中の Cs が粉じん中に濃縮されること

容量0.6 m3，モータ45 kW）を用い，充填率50 ％ににより，元の汚染土壌量と比較して大幅な減容がて380 kg ／バッチの処理規模で混合を行った。ベル

可能となり，最終処分量の低減に寄与できる。

トコンベヤに所定量の砂，粘土／バーミキュライ②

2.

ターラで撹拌し，その後遠心分離，減圧ろ過にて固

2. 1

試験方法

ト，添加剤を載せ，撹拌装置に供給し，３分間混合試験試料撹拌を行った。混合物の安定性 Cs 濃度を分析した。

土壌試料は，福島県の実汚染土壌における細粒分（＜2 mm）を模擬するため，砂（0.075～2 mm），粘加熱処理・粉じん処理工程

2. 4
2. 4. 1

パイロット試験装置

土・シルト（＜0.075 mm，以下粘土）および粘土試験は，3 t/d 規模の内熱式ロータリーキルン（キ鉱物の混合物とした。砂にはコンクリート細骨材用

ルン内径1 000×長さ5 000 mm）を用いて行った。

の砂（含水率 5 ～10 ％）を用いた。粘土には，減プラント全体のフローを図２に，主要設備の仕様を容処理の一種である分級処理（湿式分級）により排表 １ に 示 す。 添 加 剤 を 混 合 し た 試 験 試 料 を ス ク

出される細粒分を想定し，採石場の泥水から固液分

リューフィーダによりロータリーキルンへ定量供給

離して得られる脱水ケーキ（同25～30 ％）を用い

し A 重油燃焼バーナにて加熱処理し，処理後の浄た。粘土鉱物には，とくに Cs を吸着固定化する化物を二重ダンパを通して排出した。加熱処理時のバーミキュライト（昭和 KDE 株式会社，南アフリ

キルン内部を誘引送風機により負圧制御し，揮発・カ産，同 5 ％＜2 mm）を用いた。

飛散物の漏洩を防止した。キルン排ガスは，二次燃これらの成分を，福島県の実汚染土壌の成分組成を参考に，砂を71.4 ％，粘土／バーミキュライトをVol. 13 No. 1（2016 ／ 9）

焼室，冷却塔およびバグフィルタを通過後，煙突から排出した。

神鋼環境ソリューション技報

29

二次燃焼室

試料

炉内観察
視野
水

投入ホッパ

煙突

冷却塔
バグフィルタスクリュー
フィーダ

ロータリーキルン

二重
ダンパ

誘引送風機

浄化物
高濃縮汚染物
図２

表１

パイロットプラントフロー

表２

プラント主要設備の仕様

装

置

名

主

仕

様

キ

ル

ン

φ1 300× L5 000 mm
キャスタブル150 mm

バ

ー

ナ

最大100 L/h，A 重油

二次燃焼室

φ2 000× H7 500 mm（有効2 552 mm）
キャスタブル150 mm

バグフィルタ

187 m2（バグ本数200本）

誘引送風機

120 m3/min（180 ℃）
22 kW

加熱処理の過程で Cs 揮発補助剤と共に揮発した
Cs を含む粉じんはバグフィルタにより捕捉し，集じんホッパおよびエレメント付着粉じんを高濃縮汚土壌と添加剤の混合割合
混合割合（dry％）

加熱試験 No.

No.1

No.2

砂
粘
土
バーミキュライト

71.4
28.6
―

71.4
22.9
5.7

炭酸カルシウム
塩化ナトリウム

42.9
7.1

42.9
14.3

表３

加熱処理運転条件

試 料 供 給 量
総試料
量
キルン内滞留時間
加熱時間（1 000 ℃以上）
バーナ燃焼空気比

120 kg/h
1 000 kg
２時間以上
１時間以上
1.2

染物として回収した。
浄化物，粉じんについて，回収量および安定性
Cs 濃度，含水率を分析し，Cs 収支を確認した。
2. 4. 2

試験条件

試料供給量と排出量，ならびにキルン内の温度分布を測定し，加熱温度，加熱時間を推算した。温度

表２に土壌と添加剤の混合割合を示す。

分 布 は， 試 料 供 給 口 側 か ら800 mm，1 600 mm，試験 No.1では，既報のラボ実験にて良好な Cs 除

3 200 mm の位置に設置したテレメータ R 熱電対に去率が得られる標準的な条件として見出した土壌より試料温度を測定した。また，供給口側から 6 m

70：CaCO3-30：NaCl-5の条件にて実施した。試験の K 熱電対を挿入し，500 mm 毎に試料温度を測定

No.2では，より実土壌に近い性状を模擬するため粘した。さらに，図２の炉内観察視野から，サーモグ

土にバーミキュライトを混合し，また Cs 除去率のラフィ観察を行った。

向上を指向し NaCl を増量して土壌70：CaCO3-30：

2. 5

NaCl-10の条件にて実施した。

2. 5. 1

2. 4. 3分析
Cs 濃度分析

固体試料（模擬試料，処理後試料等）は試料を乳

運転条件

表３に加熱処理運転条件を示す。既報のラボ実験

鉢で粉砕後，硝酸，過塩素酸ならびにフッ化水素酸

結果を基に，加熱温度1 000 ℃以上，加熱時間60分の混酸を添加して140～200 ℃で加熱して酸分解・以上の処理条件を想定し，キルン内において1 000 ℃

蒸発乾固させ，硝酸で溶解・定容し，溶解液を調製

以上の温度帯を60分以上保持する条件に設定した。

した。この溶解液を適宜希釈して ICP-MS（アジレ30

神鋼環境ソリューション技報

Vol. 13 No. 1（2016 ／ 9）

ント・テクノロジー株式会社，7700）に導入し，内部標準物質として Rh-103を使用して Cs-133量を定

3.

3. 1

量した。

模擬試料作製

安定性 Cs を吸着させた粘土，バーミキュライト

液体試料（Cs 溶出液）は上述の溶解液と同様の方法により Cs 濃度を分析した。

の水溶態 Cs 溶出率を表５に示す。Cs 溶出率は粘土
12.2 ％，バーミキュライト1.3 ％となり，添加した

Cs 濃度分析結果から式⑴に示す計算式により Cs
除去率を算出した。

Cs は水では容易に抽出されず，粘土またはバーミ
キュライトに吸着されていることを確認した。
3. 2

添加剤混合

添加剤混合処理前後の外観を写真１，２に示す。

Cs 除去率［％］＝⎛⎞
処理後試料量［g］
×処理後試料の Cs 濃度［mg/kg］⎜
⎜
1000
⎜1−
⎜
処理前試料量［g］⎜
×処理前試料の Cs 濃度［mg/kg］⎜
1000⎝⎠
× 100…⑴2. 5. 2

結果と考察

混合後試料は目視にて脱水ケーキは解砕され，添加剤と均一に混合されていた。なお，写真２で粒状の塊が見受けられるが，これは解砕されずに残った脱水ケーキではなく，均一混合された造粒物であっ
た。

品質分析

浄化物の再生利用の用途として，コンクリート骨材，盛土材，覆土材，ならびに路盤材への使用を想定し，各種再生利用用途ごとに放射能濃度以外の品

表５

質分析を実施した。分析項目ならびに分析方法を表模擬試料

水溶態 Cs 溶出率（％）

粘土バーミキュライト12.2
1.3４に示す。分析には試験 No.1にて得られた浄化物を使用した。

表４
再生利用用途分

析項

品質分析項目
目

粒 度 分 布粘 土 塊 量
微 粒 分 量
有機物含有量
コンクリート骨材 絶 乾 密 度
吸水率
安定性損失量塩 化 物 量アルカリシリカ反応性試験（モルタルバー法）
覆土

模擬試料の水溶態 Cs 溶出率

分

析

方

法

JIS A 1204
JIS A 1137
JIS A 1103
JIS A 1105
JIS A 1109
JIS A 1109
JIS A 1122
JIS A 5308
JIS A 1146

材

粒 度 分 布有機物含有量H15 環告 18 号溶出試験
H15 環告 19 号含有試験
JIS A 1226
JIS A 1204
JIS A 1228
JIS A 1205
JGS 0241
JGS 0212
JGS 0211
JIS A 1210 JIS A 1222
JIS A 1122
JIS A 1103

盛

土

材

重金属溶出量
重金属含有量
強 熱 減 量
粒 度 分 布コ ー ン 指 数
液性限界・塑性限界
塩化物含有量電 気 伝 導 度
水素イオン濃度（pH）

路

盤

材

修
正 CBR
安定性損失量
微 粒 分 量Vol. 13 No. 1（2016 ／ 9）神鋼環境ソリューション技報

JIS A 1204
JIS A 1105

31

写真１

写真２

添加剤混合前の試料外観

添加剤混合後の試料外観

高温

キルン回転方向

熱電対
バーナ
土壌温度
試料供給側
（低温）
土壌温度
試料排出側
（高温）

低温

写真３

表６

ロータリーキルン内の状況

加熱試験条件毎の添加剤混合試料の Cs 濃度

加熱試験 No.

No.1

No.2

Cs 濃度（平均値）
標 準 偏 差128 mg/kg
8.3

540 mg/kg
8.2

写真４

サーモグラフィ温度分布画像に，同視野におけるサーモグラフィ温度分布画像を
写真４に示す（図２に記載の炉内観察視野から見た写真）。写真３より，キルンの奥側（試料供給側）には水蒸気が発生している様子が観察できる。写真４より，キルン奥側の土壌は黄色（低温）である一方で，手前側（試料排出側）は白色（高温）になっ

混合処理は，各加熱試験の混合条件に基づいて複数バッチ実施した。各バッチ毎に得られた添加剤混ており，徐々に加熱されて温度が上昇している様子が観察できる。

合試料の Cs 濃度分析を行い，その Cs 濃度（平均

図３に試料の供給量ならびに排出量の積算値を示値）と標準偏差を表６に示す。試験 No.1，2の Cs

す。この結果から，試料のキルン内の滞留時間は，濃度はそれぞれ128 mg/kg，540 mg/kg，標準偏差は試験 No.1では120分間，試験 No.2では140分間となっ

8.2～8.3となり，混合処理のバッチ間のばらつきはた。試験 No.2で滞留時間が延びた理由は，バーミ

ほとんど見られず，安定して均一混合できているこ

キュライトおよび NaCl 混合割合が異なり試料の安とを確認した。

息角が変化したためと考えられる。従って，滞留時

3. 3

加熱処理試験

間を一定に保つためには，添加剤条件により，滞留

加熱処理中のロータリーキルン内の状況を写真３
32

時間を制御する必要があることが分かった。

神鋼環境ソリューション技報

Vol. 13 No. 1（2016 ／ 9）

図４にキルン内における試料の温度分布を示す。
キルン全長 5 m の内，試料供給口から 2 m 以降のす。この結果，微粒分量と六価クロムの溶出量が基準値の範囲外となった。

部分で試料温度は1 000 ℃以上となっていた。この微粒分量については，本試験において加熱化学処

結果，1 000 ℃以上の加熱時間が試験 No.1では66分

理の対象を 2 mm アンダーの細粒分を想定して原料間，試験 No.2では84分間となり，目標とする60分を調製しており，本処理においては造粒や溶融等の間以上の加熱時間を確保することができた。

物質の性状が変化することはなく，原料由来の粒径

表７に Cs の物質収支を示す。加熱処理の結果，がそのまま反映されるため，基準値の範囲外とな

Cs 除去率は90 ％以上を達成し，ベンチ試験結果のる。実際の再生利用時においては，分級処理等によ再現性を確認した。また，NaCl を増量することにり発生する粗粒分と混合することで，基準内に粒度より，Cs 除去率が向上する（91.5→94.3 ％）こと調整が可能である。

も確認した。一方で，試験 No.1においては，浄化

六価クロムの溶出量については，既存の重金属抑物，粉じんからの Cs 回収率は約40 ％に留まった。

制技術を使用することで，追加の後処理が必要とな

このため，試験 No.2においてはバグフィルタからるものの，再生利用が可能である。

むの抜取りエレメント本数を増すことでサンプリング
誤差の減少を図ると共に，二次燃焼室出口から冷却

すび

加熱化学処理技術のパイロットスケール（3 t/d

塔入口までのダクト内に付着した粉じんも回収した規模）実証を実施し，ベンチ試験結果の再現性の確結果，９割の Cs を回収した。本パイロット設備で認，ならびに得られた浄化物を対象に各種再生利用

は，設置場所の制約から二次燃焼室と冷却塔の距離

用途ごとの品質評価を実施した。その結果，ベンチ

が通常より長いためダクト内付着物が増加し，また試験結果と同等以上の高い Cs 除去率達成し，ス

二次燃焼室および冷却塔への接続継手など試験設備

ケールアップした場合の加熱化学処理技術の有用性

特有の制約から未回収 Cs が生じたと考えられるが，を実証した。また，得られた浄化物は後処理を要す

実処理設備においてはダクト設計の最適化によりバるものの再生利用可能であることを確認した。
今後，中間貯蔵施設に搬入される除去土壌等の最グフィルタでの回収率向上が見込まれる。
3. 4

浄化物の品質評価

終処分に向けた減容・再利用に本技術を活用し，復600

供給量（120 kg/h）
排出量（No.1）
排出量（No.2）

500

興に貢献していきたい。

滞留時間：140分
滞 留 量：280 kg

1 200
1 100

滞留時間：120分
滞 留 量：240 kg

400

試料温度（℃）

累積試料供給量および排出量（kg）

表８に加熱化学処理浄化物の品質評価結果を示

300
200
100
0

1 000
900

No.1
No.2

800
700

0

60

120

180

240

600

300

白抜きマークはテレメータ
0

0.5

1

対

験
象

重
量
Cs 濃 度Cs 割 合Cs 除去率No物

図４

試料供給量と排出量の推移

表７
試

2

2.5

3

3.5

4

4.5

キルン内における試料の温度分布

Cs の物質収支（１時間あたり）

No.1

No.2

質

供給試料

浄化物

粉じん

供給試料

浄化物

ダクト付着物

粉じん

kg
mg/kg
％
％

120
128
100
―

89
17
9.5
91.5

5.0
905
29.2
―

120
540
100
―

79
47
5.7
94.3

2.7
6 100
25.2
―

5.9
6 100
55.8
―

Vol. 13 No. 1（2016 ／ 9）5

試料供給口からの距離（m）

経過時間（min）

図３

1.5

神鋼環境ソリューション技報

33

表８

加熱化学処理浄化物の品質評価結果

再生利用用途

分析項目

品質評価結果コンクリート骨材

粒 度 分 布粘 土 塊 量
微 粒 分 量
有機物含有量絶 乾 密 度
吸水率
安定性損失量塩 化 物 量アルカリシリカ反応性試験（モルタルバー法）○○
微粒分超過 => 粒度調整で対応可
○
○
○
○
○
○

粒 度 分 布有機物含有量

微粒分超過⇒粒度調整で対応可○

重金属溶出量
重金属含有量Cr（VI）が若干超過⇒既存技術で対応可
○

覆土材

盛土材

強

熱

減

量

粒

度

分

布

○
（第 2 種建設発生土の第 2b 種もしくは第 2 種改良土相当）

コ ー ン 指 数
液性限界・塑性限界○○○

塩化物含有量電 気 伝 導 度
水素イオン濃度（pH）
路盤材○○
微粒分超過⇒粒度調整で対応可修
正 CBR
安定性損失量
微 粒 分 量［参考文献］
１）「除去土壌等の中間貯蔵施設の案について」環境省
ウェブサイト（http://josen.env.go.jp/chukanchozou/action/
acceptance_request/pdf/draft_131214.pdf），2016年 ７ 月 閲
覧２）「中間貯蔵除去土壌等の減容・再生利用技術開発戦略検討会」，環境省ウェブサイト（https://josen.env.go.jp/
chukanchozou/facility/effort/investigative_commission/），2016年７月閲覧
３）（国研）土木研究所編著：「建設発生土利用技術マ
ニュアル 第３版」，（2004）
４）（公社）地盤工学会：「災害廃棄物から再生された復興資材の有効活用ガイドライン」，（2014）５）竹田尚弘ほか：「放射性物質に汚染された土壌の除染・ 減 容 化 技 術 」， 神 鋼 環 境 ソ リ ュ ー シ ョ ン 技 報，
Vol.9，No.2（2013），pp.15-20
６）竹田尚弘ほか：「放射性物質に汚染された土壌の除染・減容化技術―第２報」，神鋼環境ソリューション技34

報，Vol.10，No.2（2014），pp.2-9
７）谷田克義ほか：「放射性セシウム含有飛灰の洗浄技
術 」， 神 鋼 環 境 ソ リ ュ ー シ ョ ン 技 報，Vol.10，No.2（2014），pp.10-17
８）Atsushi NAKAO, etc.:「Characterization of the frayededge site of micaceous minerals in soil clays inﬂuenced bydifferent pedogenetic conditions in Japan and northern
Thailand.」, Soil Science and Plant Nutrition, 54,（2008）,
pp.479-489
９）山口紀子ほか：「土壌－植物系における放射性セシウ
ムの挙動とその変動要因」，農業環境技術研究所報告，
31，（2012），pp.75-129
10）小暮敏博：「土壌中で放射性 Cs はどのような物質に固定されているのか」，Isotope News，734（6），29-33（2015），pp.24-33
11）竹田尚弘ほか：「加熱化学処理におけるセシウム揮発メカニズムの検証」，第５回環境放射能除染研究発表会
要旨集，（2016）

神鋼環境ソリューション技報

Vol. 13 No. 1（2016 ／ 9）