リバーフロント研究所報告 第 25 号 2014 年 9 月

放射性汚染物質の減容化に伴うセシウム排出挙動実証試験
Experimental study on cesium extraction during volume reduction of radioactive contaminants
水循環・まちづくりグループ 研 究 員 立田潤一郎
研究参与 竹村公太郎
2011 年度以降、放射性物質を含んだ農産物残渣、森林残渣、瓦礫等の安全な処理ニーズが高まっている。そこで本研究所では、2011 年度以降、Cs 等の放射性物質を含んだ廃木材、農業残渣、間伐材などを、窒素雰囲気下での熱分解方式を用いた炭化減容化処理の実証的研究に取り組んできた。
本年度は、Cs134 、Cs137 を含む別の試材を用いて窒素雰囲気下での熱分解実験を行い、実験過程での Cs134、Cs137 の気化によるシステム外への排出状況、タール水やスクラバー水への溶出状況を評価することを目的として、公益財団法人 原子力バックエンド推進センター、株式会社 EEN とともに研究を実施した。
本論文の構成としては、１．で本研究の背景と目的を設定し、２．で既存研究としての竹村(2011)による実験成果の成果と課題を整理した後、３．では本研究の方法として、試験の手順、放射線量の測定方法をフロー図や模式図を交えて説明し、４．では本研究の結果として、空間線量率、Cs 濃度の測定結果を整理し、最後に５．で本論のまとめと今後の課題を整理検討した。
キーワード：低温熱分解、炭化減容化、放射性物質

After 2011, more and more processing needs are seen for safe processing of residuals from agriculture and forestry as well
as debris and others that contain radioactive substances. At this institute, we have been conducting experimental study ofcarbonization volume reduction of residuals with radioactive substances such as cesium from wood materials, agriculturalresidues, thinning and others, using pyrolysis process under a nitrogen atmosphere.
This year we, with Radwaste Decommissioning Center and EEN Co., Ltd., conducted pyrolysis experiment under a nitrogenatmosphere on other material that contains cesium 134 and 137 in order to evaluate extraction status of cesium 134 and 137 byvaporization out of the system and dissolution of them into tar-water and scrubber-water.
This paper consists of five parts, aiming to 1. introduce background and sets objectives, 2. discuss past research of Takemura(2011)’s experimental results and issues, 3. provide experiment procedure and explains radiation measurements by flows anddiagrams, 4. show ambient air dose rates and cesium concentration results, and finally 5. discuss summary and future issues.
Key Words: low temperature pyrolysis, carbonization volume reduction, radioactive substance- 57 -

持続可能で活力のある流域社会の形成に向けた研究報告に、ケース A では 29.8%増、ケース B では 16.7%増に留１．本研究の背景と目的
2011 年度以降、放射性物質を含んだ農産物残渣、森林まるという結果となった。このように炭化した試料の放残渣、瓦礫等の安全な処理ニーズが高まっている。そこ射性濃度の上昇が抑えられたといえる。

で本研究所では、2011 年度以降、Cs 等の放射性物質を含表－1 熱分解前後の空間線量率などの測定値

んだ廃木材、農業残渣、間伐材などを、窒素雰囲気下での熱分解前の 熱分解後の 熱分解前後汚泥汚泥の比率

熱分解方式による炭化減容化処理の実証的研究に取り組んできた1。
竹村(2011)では、福島県終末処理場の下水汚泥の熱分解

重量2,650gの Cs134、Cs137 の濃度が約 1.5 倍程度にしか上昇しない

体積2,000cmという結果を得た。さらに放射線量率の測定結果から、

空間線量率 ケースA
トレイ上
ケースB

12.1μSv/h

15.7μSv/h

129.8%

6.5μSv/h

7.6μSv/h

116.7%

17.7μSv/h

27.5μSv/h

155.4%

315g

11.9%

処理で、容積及び体積が約 1/8 に減少した一方で、試料熱分解過程において、Cs の気化による装置外への排出、乾留物への溶出の痕跡がなかった。しかし、スクラバー
水への溶出状況に関しては、分析がなされなかった。
そこで本年度は、Cs134 、Cs137 を含む別の試材を用

空間線量率
クーラーボックス内

3520cm326.0%(注)竹村(2011)による分析結果。

いて窒素雰囲気下での熱分解実験を行い、実験過程でのCs134、Cs137 の気化によるシステム外への排出状況、タ

熱分解過程で、Cs の気化によるシステム外への排出状

ール水やスクラバー水への溶出状況を評価することを目況、Cs の乾留液への溶出状況を把握するため、排ガスや的として、公益財団法人 原子力バックエンド推進センタ装置の開閉部及び乾留液の線量率を測定した。

ー、株式会社 EEN とともに研究を実施した。

熱分解装置排気口の排ガスの線量率は、熱分解装置の本論文の構成は、既存研究としての竹村(2011)による実炉内温度により、図－1 の通り、若干変化が見られたが、験の成果と課題を２．で整理した後、本研究の方法を３．

ほぼ大気中と同様の数値を示した。また、熱分解中の装で、本研究の結果を４．で、本論のまとめと今後の課題を置開閉部、熱分解中に発生した乾留液の線量率は、５．で説明する。

0.14μSv/h 、0.11μSv/h であり、大気中と同程度の数値であった。

２．既存実証実験の結果概要
竹村(2011)は、2011 年 5 月 28 日に、福島市などの協力

0.11を得て、公共下水道堀河町終末処理場で放射性物質を含0.09

0.1
0.08

んだ下水汚泥の標本として、約 3kg を採取した。

μSｖ/h0.07

2011 年 6 月 7 日、8 日に、窒素雰囲気下での熱分解方0.06式による炭化減容化処理を行い、熱分解の前後での空間

0.04

mR/h

0.05

線量率を、トレイ上、クーラーボックス内で測定する実0.03験を行った。

0.010.020

トレイ上での測定は、標本を積んだトレイの中央部に0100200300400500600700800900

炉内温度(℃)

線量計を設置した場合をケース A、トレイの片隅に線量計を設置した場合をケース B として、実施した。結果は

図－1 排ガスの空間線量率の測定値

表－1 で整理した通り、体積の 74％減少、質量の 88.1％(注)竹村(2011)による分析結果。

減少が見られた過程で、空間線量は、ケース A では 29.8%増、ケース B では 16.7%増に留まるという結果となった。

この熱分解により生成した下水汚泥の炭化物は、翌クーラーボックス内での測定は、熱分解前の試料を入れたクーラーボックスを開けた時、熱分解後の試料を入れたクーラーボックスを再度開けた時に行った。
結果は表－1 で整理した通り、空間線量率が 55.4%増

2012 年 3 月 16 日に、中外テクノス株式会社関東環境技

1 窒素雰囲気下での熱分解システムの用途、特徴、実績、応用術センターにて、放射線量の測定及びセシウム溶出の試験を実施し、結果は表－2 の通りとなった。
下水汚泥の炭化物の Cs 濃度は、合計で 192 万 Bq/kg
可能な分野に関しては、竹村・立田(2013)を参照されたい。

- 58 -

リバーフロント研究所報告 第 25 号 2014 年 9 月となった。また、この減容化された下水汚泥の炭化物の窒素雰囲気下での熱分解炉の運転は、まず試料の水分

Cs 溶出率は 1.4%という試験結果を得たが、これは一般焼を蒸発させるため、約 200～250℃で約 2 時間行われた。

却の副産物である飛灰や焼却灰の Cs 溶出率 20%～80%

その後、約 350℃で約 1 時間運転した。350℃の熱分解実と比較すると著しく低い。

験過程で、セルロース、リグニンに含有する炭素、窒素、表－2 下水汚泥炭化物の Cs 濃度、Cs 溶出率

水素、酸素が熱分解し、ガス化したと考えられる。そのCs 134 濃度

82万Bq/kg

後、約 650℃で数十分行った。この 650℃は、セシウムのCs 137 濃度

110万Bq/kg

沸点 678℃に至らない限りにおいて、最大限の減容化が発

Cs 合計 濃度

192万Bq/kg揮される程度の温度として、設定したものである。

Cs 溶出率1.40%④ 第 1 回目の熱分解実験後の試材や装置周辺の空間線量率、試材や副産物の Cs 濃度の測定(注)中外テクノス(株)の分析結果による。

第 1 回目の熱分解実験後に、試料表面、熱分解装置周
３．本研究の方法

辺の空間線量率を測定した。②と同様に、鉛コリメータ

３－１試験の手順及び NaI シンチレーション検出器を用いて、実施した。

本研究は、図－2 のフロー図で示した手順で実施した。

また熱分解後の炉内残留物、熱分解実験過程で発生しなお、空間線量率、Cs 濃度の測定は、公益財団法人原子たスクラバー水及びタール水を採取し、Cs 濃度を測定し力バックエンド推進センター(RANDEC)の梶谷氏の指導た。測定時には、ゲルマニウム半導体検出器によるγ線の下、実施した。また、システム全体における放射線量スペクトロメトリを用いて、実施した。

率、Cs 濃度測定のための標本採取の箇所、測定位置は図⑤ 第 2 回目の熱分解試験のための標本の母集団採取

3 で示した。
実験手順の詳細は以下①～⑧に示す通りであ

上記 650℃の熱分解後の残余物 3.86kg から、未炭化部る。

分を除去し、2 回目の熱分解試験の試料の母集団とした4。

① 標本の母集団採取⑥ 第 2 回目の熱分解実験前の試料表面、装置周辺の空2013 年 10 月に福島県双葉郡浪江町井手において、福間線量率の測定

島第一原発事故により空中拡散しフォールアウトした放⑤の残余物内の炭化部分から、空間線量率の測定用に射性物質が付着した木枝、落葉を採取し、第 1 回目試験250g を採取した 2 回目の実験用の試料及び熱分解装置周の試料の母集団とした。

辺の空間線量率を、②と同様に測定した。

② 第 1 回目の熱分解実験前の試料表面、装置周辺の空⑦ 第 2 回目の熱分解実験⑤の試料の母集団から未炭化部分、実験前測定用の間線量率の測定
第 1 回目の熱分解実験前に、試料表面、熱分解装置周250g の炭化部分を除いた残余炭化物 850g を EE21 装置

辺の空間線量率を測定した。標本表面の測定時には、周に投入し、炉内の温度を 600℃、900℃まで上昇させた窒

辺の放射能の影響を鉛コリメータで排除した上で、ヨウ素雰囲気下で熱分解を実施した。

化ナトリウム(NaI)シンチレーション検出器2を用いて実炉内を窒素雰囲気にし、常温から窒素ガスを投入し、施した。

約 4 時間半、窒素雰囲気で加熱を継続した後、600℃で 1③ 第 1 回目の熱分解実験時間運転し、次に 900℃で 2 時間運転した。その後、電源第 1 回目の試験として、既に採取した木枝、落葉 8.76kgを EE21 装置3に投入し、熱分解実験を異なる温度で実施を停止し、冷却プロセスへ移行した。
⑧ 第 2 回目の熱分解実験後の試材や装置周辺の空間線量率、試材や副産物の Cs 濃度の測定した。
2 株式会社同位体研究所によれば、NaI シンチレーション検出器は、検出器に放射線が入った際に生じる発光をヨウ化ナトリウム結晶検出器で検出するものであるため、γ 線の検出感度に優れ、迅速な検査を可能とする点に技術としての特徴があるとされる。この装置はゲルマニウム半導体検出装置と比較し安価であり、設置場所にも困らないため、農産物の倉庫や集荷施設、屋外などで広く利用されている。また、汚染現場や作物の集荷施設なでのスクリーニング検査にも適していると考えられている。
3 下水汚泥やガレキ、生ゴミ等の一般廃棄物、食品製造残渣、プラスチック類、電気製品、繊維製品、廃材、自動車廃棄物等、汚泥、漁網等を用いて、窒素雰囲気下での熱分解方式により炭化減容化する装置であり、①熱分解過程でダイオキシンやCO2 などの酸化物を排出しない、②発生するタールが分離可能である、③生成炭素の高発熱量を有すなどの特徴がある。
4 減容化率が低調になったのは、650℃での熱分解時間が短かったためと考えられる。セシウムの沸点を意識せず、温度を上げて熱分解を行っていれば、減容化率は上昇していたと考えられる。

- 59 -

持続可能で活力のある流域社会の形成に向けた研究報告

第 2 回目の熱分解実験後に、試料表面、熱分解装置周トリを用いて、実施した。

辺の空間線量率を測定した。②と同様に、鉛コリメータ

また、熱分解過程で試料から気化したガスを評価する

及び NaI シンチレーション検出器を用いて、実施した。

ため、排ガスの大気放出管のバイパス経路（中和槽におまた熱分解後の炉内残留物、熱分解実験過程で発生しける出口配管部）の空間線量率を測定するとともに、同たスクラバー水は中和槽にて、タール水は液化物回収槽

配管内にケイ酸繊維円筒ろ紙を設置した上でガスを採取にて採取し、Cs 濃度を測定した。測定時には、④と同様した上で Cs 濃度を測定した。に、ゲルマニウム半導体検出器によるγ線スペクトロメ(A)第1回熱分解実験の試料である木枝・落葉の採取残余物8.76kg(B)熱分解の前後に、試料から標本採取(C)熱分解前後の試料表面及び装置周辺の空間線量率の測定(鉛コリメータを使用して、NaIシンチレーション検出器を利用)

投入(D)第1回熱分解実験の実施
・200～250℃で2時間稼動
・350℃で1時間稼動
・650℃で数10分間、稼動(E1)炉内で、試料を採取(E2)液化物回収槽で、タール水を採取(E3)スクラバー水中和槽にて、スクラバー水を採取(F)Cs濃度の測定(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を利用)

1回目の熱分解後の残存物(A’)試料である 650℃での熱分解で灰化した
3.86kg650℃での熱分解で灰化した炭化物未炭化部分を除去(B’)熱分解の前後に、試料から標本採取残余物850g
投入(C’)熱分解前後の試料表面及び装置周辺の空間線量率の測定(鉛コリメータを使用して、NaIシンチレーション検出器を利用)(E1’)炉内で、試料を採取(D’)第2回熱分解実験の実施
・600℃で1時間稼動
・900℃で2時間稼動(E2’)液化物回収槽で、タール水を採取(E3’)スクラバー水中和槽にて、スクラバー水を採取(F’)Cs濃度の測定(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を利用)(E4’)排ガスの大気放出管内に設置したろ紙で、ガスを採取

図－2 本実験の実施フロー(注) RANDEC(2013)「熱分解炉のセシウム閉じ込め性能に関する試験報告書」より立田が作成。

図 3 本研究での熱分解システム概念図と空間線量率、Cs 濃度の測定箇所(注)EEN 提供資料より作成- 60 -

リバーフロント研究所報告 第 25 号 2014 年 9 月

３－２空間線量率の測定方法

空間線量率の測定は、NaI シンチレーション検出器（１）第 1 回熱分解実験を利用して行った。

１）運転前

２） 運転後空間線量率の測定はバックグラウンドの影響を排除す

熱分解炉の運転中及び運転終了後に、運転前と同様るため、蓋部と底部がない腹部の厚さが 3.9cm の鉛コリに熱分解炉周辺の空間線量率の測定を行った。

メータを使用した。この鉛コリメータでバックグラウンドを遮蔽した下で、NaI シンチレーション検出器を用い、４．試験結果

熱分解炉周辺の放射線量率を測定した。その断面図は図４－１第 1 回熱分解実験の結果－4、測定の様子は図－5 で示した。

（１）空間線量率の測定結果
第 1 回熱分解実験において、空間線量率の測定結果の詳細は、表－3 の通りである。
表－3 第 1 回熱分解実験での空間線量率の測定結果
測定対象

熱分解前

炉前の厚さ約0.5cmの鉄板
上部

0.07

炉の屋根上部

0.99

熱分解炉の屋根上の排気ガス配管
装置周辺 上部

0.81～0.82

試料

熱分解中

熱分解後

空間線量率(μSv/h)

炉内部の床

0.14

中和水槽水の上部

0.09

液化物回収槽上部

0.11

木枝・落葉

3.5

約250℃で運転時、炉の屋根上の排気ガス配管上部

0.8

約350℃で運転時、炉の屋根
熱分解装置周辺 上の排気ガス配管上部

0.71～0.72

約600℃で運転時、炉の屋根上の排気ガス配管上部

0.76～0.80

熱分解
熱分解炉、屋根上の排気ガ装置周辺 ス配管上部

0.76～0.80

試料木枝・落葉15２） 運転後
熱分解炉の運転中及び運転終了後に、運転前と同様に熱分解炉周辺の線量率の測定を行った。
（２）第 2 回熱分解実験
第 1 回熱分解実験で用いた設備で、図－2 で示した方法で採取した試料を用いて、実験を実施した。
１） 運転前図－6 第 1 回熱分解実験での木枝、落葉表面の空間線量率の変化- 61 -

Cs濃度 万Bq/kg

2.01.81.61.41.21.00.80.60.40.20.0200

熱分解前

180

熱分解後

160140120100

熱分解後約600℃で熱分解時

約350℃で熱分解時約250℃で熱分解時

80
熱分解前

空間線量率(μSv/h)

持続可能で活力のある流域社会の形成に向けた研究報告

6040200Cs134

Cs137

図－7 第 1 回熱分解実験での熱分解装置周辺の空間線

図－8 第 1 回熱分解実験での木枝、落葉の Cs 濃度の変量率の変化

化
表－4 の結果をまとめると、以下の通りである。

上記の結果から、次のことが言える。
第 1 には、炉周辺の空間線量率は 0.7～0.9μSv/h であ

第 1 は木枝・落葉の Cs 濃度は Cs134 及び Cs137 に関り、運転前後で、大きく変化しなかった。この線量値は、

し て 、 熱 分 解 の 前 後 で 、 1.647×106Bq/kg か ら

事故がない通常の自然環境の約 10～15 倍程度の大きさで2.562×106Bq/kg に約 55.6%上昇した。これは、木枝・落あり、その原因は、福島第一原発事故由来の放射性物質飛葉の熱分解により、Cs が濃縮したためである。
第 2 はスクラバー水の Cs 濃度は測定限界以下であっ散によるバッググランドの上昇であると考えられる5。
第 2 には、炉内部の床表面の空間線量率は、0.14μSv/hた。

であった。試料表面の空間線量率と比較すると小さい。

第 3 は熱分解過程で発生したタール水の Cs 濃度が、第 3 には、試料の木枝・落葉表面の空間線量率は地表Cs137 が 7.5Bq/kg であった。熱分解前の 8.76kg の試料面付近で計測され、熱分解処理前は 3.5μSv/h、処理後はの放射能量が 1.44×107Bq であったことを考慮すると、熱15μSv/h であった。その比重は熱分解前後で、0.1～分解炉からの放射能移行は極めて微少といえる。

0.2g/cc から 1 g/cc 付近まで増加した。試料の密度が増加したことから、試料内の大半のセシウムは試料に留ま

４－２第 2 回熱分解実験の結果り濃縮され、固定化したと考えられる。

（１）空間線量率の測定結果
2 回目の熱分解実験を通して、850g の試料が 736g に減（２）Cs 濃度の測定結果
第 1 回熱分解実験での Cs 濃度の測定結果の詳細は、表少した。この過程で、試料の炭化がより一層進み、セルロース中の成分が熱分解過程を通して放出されたと考えら－4 の通りである。

れる。
2 回目の熱分解実験結果の詳細は、
表－5 の通りである。

6

表－4 第 1 回熱分解実験での Cs 濃度の測定結果
測定対象
熱処理前

Cs 134

Cs 13756

木枝・落葉

5.07×10

1.14×10スクラバー水

検出限界以下＜5.03

検出限界以下＜4.32

木枝・落葉
熱処
理後

Cs 濃度(Bq/kg)

568.32×10

1.73×10スクラバー水6.6

検出限界以下<5.18

タール水

検出限界以下＜6.60

7.5

5 試験設備の外部の道路などの空間線量率は、比較的大きな値を示した。道路横の木枝・落葉のある場所の地表近傍では、20~30μSv/h 程度であった。
6 2011 年 3 月 11 日当時放出された Cs134、Cs137 の割合は、1号炉、2 号炉、3 号炉により異なるが、約 45%、約 55%である。

Cs134、Cs137 の半減期は 2.06 年、30.2 年であることから、Cs134、Cs137 の量を直線近似の簡易計算で評価すると、2013
年 10 月下旬に実施された実験時、事故時の賦存量の約 43.2%、約 95.7%まで減衰し、2014 年 9 月中旬頃には、Cs134、Cs137 の量が事故時の賦存量の約 32.6%、約 94.2%まで減衰している。

- 62 -

リバーフロント研究所報告 第 25 号 2014 年 9 月

測定対象

空間線量率(μSv/h)

炉前の鉄板上0.07～0.08

熱分解装置 炉の屋根上
周辺
炉室の排ガス菅上
熱分解前
試料

熱分解中

炉内部の床

試料

1.20.60.4
0.20.0
熱分解前

7.7

熱分解時

熱分解後

図－10 第 2 回熱分解実験での熱分解装置周辺の空間線
熱分解前と変化なし

量率の変化

熱分解前と変化なし

熱分解装置 炉の屋根上の排ガス配管周辺
上0.47～0.48
熱分解後

1.40.815

炉の屋根上

1.60.54

木枝・落葉850gの表面

炉前の鉄板上1.8

1.00.14

炉前の鉄板上
熱分解装置
炉の屋根上
周辺
排ガス菅の直上

2.00.8炉内の床

木枝・落葉0.1gを入れた測定器の表面空間線量率(μSv/h)

表－5 第 2 回熱分解実験での空間線量率の測定結果7

熱分解前と変化なし

木枝・落葉850gの表面

15.3

木枝・落葉0.1gを入れた測定器の表面20.7

表－5 の結果をまとめると、以下の通りである。
第 1 には、熱分解装置周辺の空間線量率は炉前の鉄板上、炉の屋根上では熱分解の前、中、後で変化なく、炉の屋根上の排ガス配管上では熱分解の前後で若干の低下が見られた。
第 2 には、炉内の炉床の空間線量率は熱分解の前後で変化しなかった。
第 3 には、試料表面の空間線量率の測定結果は、熱分解前は 15μSv/h であり、熱分解後は 15.3μSv/h であった。
第 4 には、測定された空間線量率は、熱分解前後で増加、減少の双方が見られた。その理由としては、測定箇所及び測定日時での線量率のばらつきがあること、測定試料が熱分解後に密度が 5～8 倍程度まで上昇し高密度化したことで、試料の自己遮蔽能力が増大し線量が下がったと評価されることが考えられる。

図－9 第 2 回熱分解実験での木枝、落葉表面の空間線量率の変化

7 試料の木枝・落葉の空間線量率は、採取箇所でばらつきが大きい。木枝・落葉 850g 表面の空間線量率は、5 箇所の測定値の平均である。また 0.1g の試料をサンプリングし、100ml の測定容器に入れて、熱分解の前後で線量率を測定した。

- 63 -

持続可能で活力のある流域社会の形成に向けた研究報告と思われたが、予想に反して、3.70×106Bq/kg から（２）Cs 濃度の測定結果3.57×106Bq/kg に低下した。この原因としては、採取した試験結果の詳細は、表－6 の通りである。

サンプルが、試料の Cs 濃度の母集団平均から乖離してい8

表－6 第 2 回熱分解実験での Cs 濃度の測定結果測定対象た可能性が考えられる。

Cs 濃度(Bq/kg)
Cs 134

第 2 には、タール水、スクラバー水に含まれるセシウ

Cs 137

ムが検出限界値以下であった。

熱処理前

熱処理後

第 3 には、熱分解炉の出口となる排気ガス配管部のろ6木枝・落葉

1.12×10

2.58×10

検出限界以下<4.90

検出限界以下<3.99

紙からセシウムが検出されたが、ごく微量であった。

スクラバー水検出限界以下<5.39

検出限界以下<4.04

においても、セシウムが極めて微量しかガス化していな

タール水
木枝・落葉

1.07×10

2.40×10スクラバー水検出限界以下<5.30

検出限界以下<4.46

タール水

4.62>検出限界(4.45)

検出限界以下<4.13

ガスが通る炉室配管内のろ紙

熱分解時

66

第 4 には、上記第 2、第 3 の結果から、900℃の熱分解かったものと考えられる。

6５．本論のまとめと今後の課題
本実験結果から、窒素雰囲気下での木枝・落葉の高温熱分解は、次の特徴を有していると考えられる。
第 1 には、熱分解を通して、セシウムがほとんど気化せず、システム外の自然環境に放出されないと考えられ検出限界以下

検出限界以下

測定対象

空間線量率(μSv/h)

600℃での熱分解時に、ガスが通る炉室配管内

0.14

900℃での熱分解時に、ガスが通る炉室配管内

0.10

熱分解時のスクラバー出口配管部0.11～0.12る。
第 2 には、上記第 1 に加えて、熱分解過程で発生したスクラバー水、タール水の Cs 濃度が検出限界以下であったことから、試料に含まれた放射性物質は、そのほとんどが炭化物に留まったと考えられる。
第 3 には、熱分解過程で、タール水以外の木酸等の水液体廃棄物が発生せず、処理の問題が発生しないことが確認された。
今後の課題は、大量の廃棄物での実証実験を実施する

比放射能(万Bq/kg)と考える。
300

熱処理前

＜参考文献＞

熱処理後

250

1) 公 益 財 団 法 人 原 子 力 バ ッ ク エ ン ド 推 進 セ ン タ ー
200(RANDEC)：熱分解炉のセシウム閉じ込め性能に関する試験報告書，2013 年 12 月

1502)竹村公太郎：放射性下水道汚泥炭化減容化試験報告，土100

木学会全国大会地球環境委員会，2011 年 9 月 9 日個別報告，(2011)503)竹村公太郎，立田潤一郎：新たな廃棄物減容化技術とそ

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Cs134

Cs137の応用に関する研究，
リバーフロント研究所報告第 24 号，2013 年 9 月，(2013)

図－11 第 2 回熱分解実験での木枝、落葉の Cs 濃度の変化
表－6 の結果をまとめると以下の通りである。
第 1 には、熱分解を通して、試料の Cs 濃度が上昇する
8 炉室からガスが出る配管内での測定は、酸化ケイ素グラスフ

ァイバーのろ紙を設定して、通過するガスに含まれるセシウムを把握することを目的として、ろ紙測定及びガンマスペクトル測定により実施した。

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