報文Vol.2, No.3, pp.175 - 183, 2014 / 環境放射能除染学会誌

バーミキュライトを模擬土壌としたセシウム
除染条件の検討
1

1

2

1

1*

吉田 昂平 、エルニ ジョハン 、松枝 直人 、板垣 吉晃 、青野 宏通
1
愛媛大学大学院理工学研究科 (〒 790-8577 松山市文京町 3)2
愛媛大学農学部 (〒 790-8566 松山市樽味 3丁目 5番 7号 )Studies of Cs Docontamination Condition Using Vermiculite as Simulated Soil
Kohei YOSHIDA1, Erni JOHAN1, Naoto MATSUE2, Yoshiteru ITAGAKI1, and Hiromichi AONO1*
1

Graduate School of Science and Engineering, Ehime University(3 Bunkyo-cho, Matsuyama, Ehime 790-8577 Japan)
2
Faculty of Agriculture, Ehime University(3-5-7 Tarumi, Matsuyama, Ehime 790-8566 Japan)

Summary
A large amount of radioactive Cs in soil and water from the accident of Fukushima No.1 nuclear power plant is aserious problem. The fixation of Cs+ by clays such as vermiculite in soil made difficult the decontamination of Cs.
Suitable condition for the Cs decontamination in soil was studied using a vermiculite as a simulated soil. Cs+ adsorption
rates in distilled water and seawater for the vermiculite were 99.4% and 31.6%, respectively. Higher concentration of(NH4)2C2O4 and (COOH)2 was effective for Cs+ desorption from the vermiculite. Magnetic Na-P1 zeolite and magnetic
mordenite were utilized as a Cs adsorbent materials after desorption of Cs+ from the vermiculite. The magnetic
mordenite showed higher Cs adsorption ability than that of the magnetic Na-P1 zeolite. Magnetic collection rate using
a neodymium magnet in solution trended to decrease with increase of (COOH)2 concentration due to decomposition of
the magnetic zeolite.
Key Words: Cesium, Vermiculite, Na-P1 zeolite, Mordenite, Magnetite

1．緒言とし、試薬の非放射性 Cs を吸着させ、その Cs を溶出させる

東日本大震災の発生に伴う福島第一原子力発電所の事故により、様々な放射性同位体が広範囲に飛散することによる土壌汚染及び水質汚染が深刻な問題となっている。放射性同位体134の中でも Cs 及び137

Cs は飛散した量が多く、特に 137Cs の半
1）

ための溶出助剤に関する研究を行った。
2+

バーミキュライトは通常、層間に Mg 、Ca2+などの 2 価の+陽イオンを含んだ層状粘土鉱物である。この層間に K 、

NH4+、Cs+ などの1 価の陽イオンとイオン交換されると層間に1
3, 4

減期が 30.1 年と長いため、その汚染は長期に渡る 。我々は価の陽イオンが固定化されることが知られている ）。
また、バー

特に土壌に飛散した放射性 Cs に着目し土壌からの除染を検討

ミキュライトは低濃度の Cs と高濃度の種々の陽イオンを共存してきている。しかし、土壌からの Cs 除染は、土壌中に含まさせた場合でも非常に高い Cs への選択性を持つことも報告

れる粘土鉱物へ Cs が強く吸着され、その中でも土壌中のバー

されている ）。

（
ミキュライト[（ Mg,Fe,Al ）3 Al,Si ）4O（
10 OH ）
2・4H2O] が除染
2

+

+

5

一方、我々は Cs 吸着材料としてゼオライトに着目している。

を困難とする要因と示唆されている ）。汚染土壌を用いた実験

ゼオライトは Na、K、Ca などのようなアルカリ金属元素、アルにより除染の検討をすることは容易であるが土壌が均質でな

カリ土類金属元素を交換性陽イオンとして含む多孔質アルミノ

く、サンプリングをした場所によって土壌の粒度分布や組成がシリケートの総称である。現在、天然物、合成物を合わせて異なるため除染の評価が難しい。また、実験従事者の被曝の200 種以上が存在し、陽イオン交換能、触媒機能、分子ふる問題も避けることができない。そのため、本研究は土壌からい機能など様々な性質が知られている。特にゼオライトの陽イの除染を困難としているバーミキュライトそのものを模擬土壌

オン交換能は液相中からの Cs、Sr のような放射性物質、Hg、*Corresponding author : TEL(FAX): 089 - 927 - 9856, E - mail: aono.hiromichi.mf@ehime - u.ac.jp
175

K. Aono et al.

Pb のような重金属元素及び有機物などの吸着性能が注目さそれぞれマグネタイトと複合材料化させた磁化 Na - P1 型ゼオ

Cs 飽和吸着量の測定では、CsCl の溶解、希釈により任意の Cs 濃度（100, 500, 1000, 2000, 3000 mg/L ）の溶液を調製した。バーミキュライト 1.00 g をこの溶液 100 ml に加え、恒温振とう水槽機で室温にて 1 時間振とうして遠心分離により上澄み溶液を回収した。回収した上澄み溶液及び、各 Cs 溶

ライト、磁化モルデナイトを用いた除染実験を検討してきてい液の原液を原子吸光光度計（株式会社日立製作所、型式

れ、広く研究されている

6,7 ）。我々はこれまでに石炭焼却灰を原料とした Na - P1 型ゼオライト（ Na6Al6Si10O32・12H2O）、珪藻土を原料としたモルデナイト（ Na8Al8Si40O96・24H2O）を

2, 8 -10 ）シュさせる溶出助剤として、シュウ酸アンモニウム[（ NH4）
2C2O4]、

Z -5000 HITACHI ）で Cs 濃度を測定し、各 Cs 溶液のバー
ミキュライトへの Cs の吸着量の算出を行った。飽和吸着量の

それぞれ、
ウ酸（
[ COOH ）2] 及び 2 種の混合溶液を使用した。

算出は吸着等温線をラングミュア型と近似して算出した。

る。また、Cs を吸着させたバーミキュライトからCs を溶出

4++

NH のイオン交換によるCs 溶出効果、及び酸によるバーミ
キュライト破砕効果を期待している。

ラングミュアモデルは式（1）で表され、qe は吸着材料への平、qmax は飽和吸着量（ mg/g ）、Ce は溶液中
衡吸着量（ mg/g ）以上のことから、本研究の目的は、土壌除染を困難とする、K L は吸着平衡定数を示す。このモデの平衡濃度（ mg/L ）要因と示唆されているバーミキュライトそのものを模擬土壌としルを変形することで、 式（ 2 ）が与えられ、これをラングミュアて使用し、Cs を吸着させたバーミキュライトから Cs を溶出させ直線式という。Ce、qe は実験値より得られるため、これらを線（COOH ）
る溶出助剤として（ NH4）
2C2O4、
2 及び 2 種の混合

形的な近似線で近似することで、得られた傾きから qmax が算溶液を用いて Cs 溶出率を測定することである。加えて、溶出出でき、また得られた切片より、K L が算出できる

12,13 ）。

させた Cs に Cs 吸着材料として我々が研究を行っている磁化Na - P1 型ゼオライト及び磁化モルデナイトを使用した場合の最適なセシウム除染条件の検討及び 2 種のゼオライトの比較

qe ＝ qmax K LCE …………………………………… （1 ）1+K LCE

である。

1
Ce
Ce
=
………………………………… （ 2 ）qe qmax + K Lqmax

2．実験方法（1）バーミキュライトの作製方法と分析方法
本研究の研究対象であるバーミキュライトは市販のガーデ
ニング用の PROTOLEAF 製を用いた。このバーミキュライト
は粘土鉱物の蛭石（ Vermiculite ）を 800 ℃程度に焼成して膨（2）溶出試験
溶出試験及び模擬除染試験のフローチャートをFig.1 に示す。

a）バーミキュライトへの Cs 飽和過程張させたもの（ Expanded Vermiculite ）であり、粉末状に粉バーミキュライト 1.00 g に0.020 M CsCl 溶液を50 mL 加え、砕して、得られた試料 3.00 g に対して純水 50 ml を加え、恒1 時間振とう後、遠心分離し、上澄みを以降の測定のため回収した。続けて 50 mL の純水を加え、30 分振とう後、遠心分離

温振とう水槽機（トーマス科学機器株式会社製）で振とうする
ことで洗浄を行った。その後、乾燥したものを粉砕し試料として用いた。また、本研究で使用したバーミキュライトはネオジ
ム磁石（ 3000 ガウス）によって引き寄せられるほどの磁性物質は含まれていなかった。
作製した試料を同定するため、試料、K 飽和処理を行った
試料、Mg 飽和処理を行った試料、そして本研究で用いる Cs
飽和処理を行った試料それぞれを粉末 X 線回折装置（株式会社リガク、型式 RINT 2000 ; CuKα; 40 kV, 20 mA ）で測定を行った。
陽イオン交換容量（CEC ）の測定は、 JGS0000 の方法を11用いて行った ）。

Cs+ 吸着能評価では、純水もしくは海水中に Cs が 100 ppmに相当するようCsCl を溶解させた溶液を調製した。バーミキュ
ライト 1.00 g をこの溶液 100 mL に加え、恒温振とう水槽機で
室温にて1 時間振とう後、遠心分離（ 3000 rpm, 5 min ）により上澄み溶液を回収した。回収した上澄み溶液及び、使用した溶液の原液を原子吸光光度計で Cs 濃度を測定し、バーミ
キュライトへの Cs の吸着率の算出を行った。

176

Fig.1

溶出試験及び模擬除染試験のフローチャート

Vol.2, No.3, 2014 / 環境放射能除染学会誌

し、同様に上澄み液を回収した。この純水での洗浄操作をも磁石は乾燥させ、ネオジム磁石を取り出した後の溶液は遠心

う 1 回繰り返した。
（洗浄過程の考察）この操作後に以降の溶分離し上澄み液を回収した。
そして、この沈殿物も乾燥させた。

14 ）- 3）の模擬除染試験を行った 。
出試験及び 2 （また、回収した溶液の Cs 濃度は原子吸光光度計で測定した。

a ）の操作で Cs 吸着させたバーミキュライト 1g に指定の濃度（ NH4）2C2O4 と（COOH）の（ NH4）2C2O4 及び（COOH ）2、2の混合溶液、いずれかの溶出助剤 50 mL を加え、24 時間振15
とうした ）。Table 1 に使用した溶出助剤の組み合わせを示す。

- 2 ）と同様に、式（4 ）により算出した。
率を 2 （

その後、遠心分離し、上澄み液を回収した。回収した溶液の① 0.020 M CsCl 溶液中の Cs 量（mg）

Cs 濃度は原子吸光光度計で測定した。そして、各溶出助剤に（ 3）により算出した。
よるバーミキュライトからの Cs 溶出率を式② Cs 飽和操作後の上澄み中の Cs 量（mg）b）溶出試験

そして、バーミキュライトから各磁化ゼオライトへの Cs 移行

Cs 溶出率（%）＝

④
①-②-③

Cs 移行率（%）＝

④-⑤
①-②-③

× 100

……………（4）③ 純水での洗浄溶液中の Cs 量（mg）- 2）で回収した溶出助剤中の Cs 量（mg）④ 2（
× 100 ………………（3）① 0.020 M CsCl 溶液中の Cs 量（mg）② Cs 飽和操作後の上澄み中の Cs 量（mg）- 3）で回収した溶出助剤中の Cs 量（mg）⑤ 2（
また、Cs を溶出させた溶出液から各磁化ゼオライトへの Cs
移行率を式（ 5 ）により算出した。

③ 純水での洗浄溶液中の Cs 量（mg）④ 回収した溶出助剤中の Cs 量（mg）

溶出液中からの Cs 移行率（%）＝④-⑤④

× 100 ……（5）

また、溶出試験後の沈殿物は乾燥したものを粉砕し、粉末
X 線回折装置で測定を行った。

磁場回収され、乾燥された磁化ゼオライトが付着した磁石
は、重量を測定し、その重量の変化から磁化ゼオライトの磁（3）模擬除染試験

場回収率を算出した。また、回収した磁化ゼオライト粉末を2（- 2）- a ）の方法により Cs をバーミキュライトに吸着させた

粉末 X 線回折装置で測定を行った。この操作によって得られ後に、溶出助剤を用いて 24 時間振とうし、磁化 Na - P1 型ゼた試料は、「磁選粉末」として取り扱った。そして、ネオジム

オライトもしくは磁化モルデナイト 0.5 g を加え、続けて 1 時間

磁石によって磁場回収されなかった沈殿物についても同様に振とうした。磁化 Na - P1 型ゼオライトは永井機械鋳造株式会社で委託生産されたマグネタイト含有率が 16 wt% の試料を乾燥後、粉末 X 線回折装置で測定を行った。この操作によって得られた試料は、「残留粉末」として取り扱った。

2

使用した ）。また、磁化モルデナイトは研究室で作製し、マグ
ネタイト含有率が 20 wt% の試料を使用した ）。そして、あら10

かじめ重量を量ったネオジム磁石を加え、2 時間振とうした。
これにより、Cs を吸着した磁化 Na - P1 型ゼオライトもしくは
磁化モルデナイトの回収を行った。その後、回収したネオジム

3．実験結果及び考察（1）使用したバーミキュライトの特性評価a）粉末 X 線回折装置による同定

Fig.2 に測定結果を示す。陽イオンを吸着させることによって回折パターンが変化していることがわかる。バーミキュライ
トのX 線回折パターン（ XRD パターン）は、K 飽和後に 8.8°

Table 1‥‥

使用した溶出助剤の組み合わせ一覧○…溶出試験を行った溶出助剤
×…溶出試験を行わなかった溶出助剤（約 10 Å ）に（ 001）反射に起因する回折ピークを持ち、同様° 14.2 Å ）に回折ピークを持つことが知に Mg 飽和後に 6.2 （約16られている ）。このため本研究で使用したバーミキュライトは
ほぼバーミキュライト特有の XRD パターンを示す物質である° 12 Å ）ことが明らかになった。また、Mg 飽和後には 7.0 （約に回折ピークも持っていることから、バーミキュライトと雲母の混合層鉱物が含有されていると推定できる。また、Cs 飽和処理を行った試料は K 飽和処理を行った試料と同様の回折ピークを持つが、イオン半径の違いからやや低角にシフトしていた。
b） CEC の測定
測 定 結 果 か ら 使 用したバ ーミキュライトの CEC は120.24 [cmol（+）/kg] であり、一般的なバーミキュライトの177

K. Aono et al.
6050

qe (mg/g)

Intensity/cps

40

30

20

10

5

10

0

15

0

500

1000

2θ/degree
Fig.2

各処理後のバーミキュライトの XRD パターン

Fig.4

2500

3000

バーミキュライトの Cs 吸着等温線

50

80

40
60

Ce/qe (g/L)

Cs adsorption ratio (%)

2000

60

100

40

30

20
20

10

0

純水中
Fig.3

海水中

0

0

500

純水中及び海水中に含まれる 100 ppm Cs+ に対する吸着能評価試験の結果

Fig.5

CEC の値である100 ～ 150 cmol（+）/kg の範囲に存在するこ3とがわかる ）。
c） Cs 吸着能評価+

Fig.3 に純水及び海水におけるバーミキュライトの Cs 吸着率++を示す。この結果より、純水中では 99.4 % であり、Na 、K 、
Mg2+、Ca2+ などの共存するイオン濃度が高い海水中でも31.6 %の Cs+ イオン吸着能力を有することが確認された。
d） Cs 飽和吸着量の測定
Fig.4 に Cs 吸着等温線を、Fig.5 にラングミュア直線式を示した。このラングミュア直線式から Table 2 に本研究におけるバーミキュライトの Cs 飽和吸着量及び吸着定数を示した。

Table 2 より Cs 飽和吸着量はバーミキュライト 1.00 g 当たり約

1000

1500

2000

2500

3000

Ce (mg/L)

Table 2

178

1500

Ce (mg/L)

バーミキュライト

ラングミュア直線式

ラングミュアパラメーター

qmax(mg/g)

KL(L/mg)

50.4

0.026850.4 mg であった。この結果から以降の溶出試験、模擬除染+試験での Cs 飽和過程においてバーミキュライトが吸着する Cs
は約 50 mg 程度であると推測できる。
（2）溶出試験

Fig.6 及び Table 3 に式（ 3）より得られた溶出試験におけ

50.0

50.0

40.0

40.0

30.0

( N H4 )

2

cen

0.1
0.5
1.0
4.0
C2 O4 co nc e nt
rat ion(%)

c on

0.0 0.0

t ra

t io

2.0
1.0
0.5
0.1
0.0
2

t ra

cen

c on
2

0.5
1.0
4.0
2 C2 O4 c onc e nt r at ion (%
)

OH
)

0.1

(CO

0.0 0.0( N H4 )

10.0

OH
)

2.0
1.0
0.5
0.1
0.0

t io

10.0

20.0

(CO

20.0

n(
%)

30.0

n(
%)

Cs+ elution rate fr

e+
te from vermiculit
Adsorbed Cs ra
)
(%
ite
ol
ze
1
to magnetic Na-P)
om vermiculite (%Vol.2, No.3, 2014 / 環境放射能除染学会誌

Fig.6

溶出助剤の濃度に対するバーミキュライト
からの Cs 溶出率Fig.7

溶出助剤の濃度に対するバーミキュライトから
磁化 Na-P1 型ゼオライトへの Cs 移行率

Table 3

溶出助剤の濃度に対するバーミキュライト
からの Cs 溶出率 (%)

Table 4

溶出助剤の濃度に対するバーミキュライトから
磁化 Na-P1 型ゼオライトへの Cs 移行率 (%)

るバーミキュライトからの Cs 溶出率を示した。これらから、の濃度での移行率を最大として、それ以上の濃度では減少し、（COOH ）（ NH4）
2C2O4 及び2 の濃度が高くなるほど溶出割合（COOH ）
2 では 0.5 % の濃度での移行率を最大としてそれ以が大きくなることがわかる。
（ NH4）
2C2O4 の濃度変化による Cs

上の濃度では減少していることがわかる。また、Fig.8 に各模+

4+

溶出率の変化は Cs と NH のイオン交換により生じていると

擬除染試験における磁選粉末の磁場回収率を示す。図中の x

推測される。また、（COOH ）
2 の濃度変化による Cs 溶出率は変化させた溶出助剤の濃度である。磁場回収率が 100 % よ

変化は過去の報告から、シュウ酸によってバーミキュライトそり大きい値となっているのは、Cs が吸着して重量が大きくなっのものが分解され、これにより取り込んでいた Cs が溶出したていること、バーミキュライトの一部を巻き込んで磁化ゼオラためと示唆される

17,18 ）。

イトが磁石についているためである。また、（COOH ）
2 の濃度が高くなると磁場回収率の減少率が小さくなる傾向にあること（3）模擬除染試験がわかる。特に、（COOH ）
2 単独では著しい磁場回収率の減a）磁化 Na - P1 型ゼオライト

少が生じていた。

Fig.7 及び Table 4 に各溶出助剤を用いた場合のバーミキュ
ライトから磁化 Na - P1 型ゼオライトへの Cs 移行率（式 4 ）をまとめたものを示す。Table 3 で示した溶出 Cs を磁化ゼオライ
トで捕まえるため、Table 4 の値はこれよりも小さくなる。この+4+

Cs に対して NH
これらの要因として、（ NH4）
2C2O4 では、が共存イオンとなって存在しているためであると考えられる。
+

過去の報告にもゼオライトを用いた Cs、Sr 吸着実験で Na の共存する濃度が高いほど Cs、Sr 吸着率が低下することが報告
19

ように、バーミキュライトからゼオライトへ Cs が移行するのは、されている ）。このために（ NH4）
2C2O4 の濃度が高いとCs 移ゼオライトの方が共存イオンの存在する環境下で優れたセシウ

行率が減少していると推測される。次に（COOH ）2 では、磁ム吸着特性（高い CEC および優れた Cs 選択性）を有するた（COOH ）
選粉末の粉末 X 線回折装置での測定結果から、
2めであると考えられる。この結果から、（ NH4）
2C2O4 では 0.1%の濃度が高いと Na - P1 型ゼオライトのピークが消滅している

179

K. Aono et al.

lite+
te from vermicu
Adsorbed Cs ra
)
(%
te
ni
de
or
m
to magnetic

50.0

120

40.0

100

30.0

80

20
0

0

1

2

3

4

各種溶出助剤における磁化 Na-P1 型
ゼオライトの磁場回収率

t io

cen

0.5
1.0
4.0
oncentr
at ion (%)

Fig.9

溶出助剤の濃度に対するバーミキュライトから磁化モルデナイトへの Cs 移行率

Table 5

溶出助剤の濃度に対するバーミキュライトから磁化モルデナイトへの Cs 移行率 (%)

Concentration of (NH4)2C2O4 or (COOH)2 (%)
Fig.8

0.1
C2 O4 c

c on

2

2

0.0 0.0( N H4 )

OH
)

40

2.0
1.0
0.5
0.1
0.0

t ra

10.0

60

n(
%)

20.0

(CO

Magnetic collection rate ofmagnetic Na-P1 zeolite(%)

140

ことが挙げられる。これはゼオライトには Al/Si が高いものほど酸耐性が弱く、結晶構造が壊れやすいという性質を有して20いるためである ）。さらに、Na - P1 型ゼオライト自身がゼオラ
21

イト中でも非常に酸耐性が弱いということが知られている ）。
それだけでなくマグネタイトは（COOH ）2 によって分解される22ことが報告されている ）。これらのために、Cs 移行率が減少するだけでなく、磁場回収率が減少したと推測される。
（ N H4 ）2 C 2 O 4 と（COOH ）2 が 共 存 す る 場 合 で は、

140

（COOH ）
2 の影響による磁場回収率の減少率が小さくなる傾向にあり、これは両者の緩衝作用によりpH の低下が抑えられ、（COOH ）
2 による Na - P1 型ゼオライト及びマグネタイトの分解を抑制する効果があると推測される。
b）磁化モルデナイト

Fig.9 及び Table 5 に各溶出助剤を用いた場合のバーミキュ
ライトから磁化モルデナイトへの Cs の移行率の推移をまとめたものを示す。この結果から、（ NH4）
2C2O4 では 0.5 %の濃度での移行率を最大として、それ以上の濃度では減少していることがわかる。また、（COOH ）
2 では濃度の上昇に伴って Cs の移行率は上昇し続けていることがわかる。Fig.7 の磁化 Na - P1型ゼオライトと比較すると、明らかに磁化モルデナイトの方が優れた Cs 移行率を示している。この吸着特性の違いの要因
はゼオライトそのものの性質と考えられる。ゼオライトはそれ

Magnetic collection rate ofmagnetic mordenite (%)（ NH4）（COOH ）
2 の濃度に対して、
2C2O4 の濃度が高くなると

120
100
80
60
40
20
0

0

1

2

3

4

Concentration of (NH4)2C2O4 or (COOH)2
Fig.10 各種溶出助剤における磁化モルデナイトの磁場回収率推移

ぞれの結晶構造により様々な Al/Si を有しているが、一般的に1 価の陽イオンの吸着のためには Al/Si はより小さい値の方が23
選択性を持つと考えられるためである ）。さらに、Cs 吸着特性の違いはゼオライトの結晶構造そのものの違いによるものとも24 ）考えられている 。

180

また、 Fig.10 に各模擬除染試験における磁選粉末の回収割合を示す。磁場回収率が100 %より大きい値となっているの

0

100.

to
te from solution
Cs+ adsorption ra denite (%)
ormmagnetic

0

100.

80.0

80.0

Table 6

n(
%)
t io

t ra

2

0.1
0.5
1.0
4.0
C2 O4 concentr
at ion (%)

cen

0.0 0.0( N H4 )Fig.11 磁化 Na-P1 型ゼオライトでの溶出液中からの Cs 移行率

0.0
0.1
0.5
1.0
2.0

c on

cen

at ion (%
)

c on

4.0

2

oncentr

1.0

OH
)

0.5

20.0

(CO

0.0 0.0
0.1( N H4 )2 C2 O
4 c

40.0

2

t io

0.0
0.1
0.5
1.0
2.0

t ra

20.0

n(
%)

40.0

60.0

OH
)

60.0

(CO

to
te from solution
Cs+ adsorption ra 1 zeol ite (%)-P
magnetic Na

Vol.2, No.3, 2014 / 環境放射能除染学会誌

Fig.12 磁化モルデナイトでの溶出液中からの Cs 移行率

磁 化 Na-P1 型ゼオライトで の溶出液中からの Cs 移行率 (%)

Table 7磁化モルデナイトでの溶出液中からの Cs 移行率 (%)

は先ほどの磁化 Na - P1 型ゼオライトと同様の要因のためであ溶出液から各磁化ゼオライトへの Cs 移行率を示す（この 2 つる。この結果から（COOH ）2 の濃度が高い場合に磁場回収のグラフは棒グラフの重なりを避けるため（COOH ）2 の濃度率が減少する傾向であることがわかる。

。Fig.11、Fig.12 より、の軸をFig.6、7、9 と逆にして示してある）

これらの要因として、（ NH4）
2C2O4 では、先ほどの磁化

Na - P1 型ゼオライトと同様の要因である。次に、（COOH ）
2
では、残留粉末の粉末 X 線回折装置の測定 結果より、（COOH ）
2 の濃度が高い場合で顕著に Al/Si 比が小さく酸耐

ほとんどの領域で明らかに磁化モルデナイトの方が溶出液中からの大きい Cs 移行率を示すことがわかる。
4．結言性が大きいモルデナイトのピークの存在が確認され、その際、本研究では、市販のバーミキュライトに非放射性 Cs を吸着

磁場回収率が減少することから、特にマグネタイトが酸によりさせたものを模擬土壌として取り扱った。バーミキュライトの分解され、モルデナイトが分離、沈殿していることが示唆される。そのために Cs 移行率が増加する一方で磁場回収率が減

Cs+ 吸着評価から純水中ではほぼ 100 % の吸着率、海水中で+は 30 % 程度の吸着率であり、優れたCs 吸着性能を有するこ少したと推測される。

とが確認できた。

また、（ NH4）（COOH ）
2C2O4 と2 が共存する場合では、

このバーミキュライトに（ NH4）
（COOH ）
2C2O4、
2 及び 2 種（ NH4）（COOH ）
2 の濃度に対して、
2C2O4 の濃度が高くなるの混合溶液を用いた溶出試験を行った結果、最大で 25 % 程

場合には（COOH ）2 の影響による磁場回収率の減少率が小度であり、バーミキュライトに取り込まれた Cs の溶出は困難

さくなる傾向にあり、磁化 Na - P1 型ゼオライトと同様の緩衝であった。また、いずれの溶液でも濃度が上昇するほど、溶作用により、（COOH ）
2 によるマグネタイトの分解を抑制する

出率が増加する傾向にあった。

効果があると推測される。

Fig.11 及び Fig.12、 Table 6 及び Table 7 には式（ 5 ）による+また、模擬除染試験では磁化 Na - P1 型ゼオライトと磁化
モルデナイトを比較した場合、多くの溶出助剤で磁化モルデナ

181

K. Aono et al.

イトの方が大きい Cs 移行率を示すことが確認された。しかし、

9 ） H. Aono, K. Tamura, E. Johan, T. Yamamoto, N.

シュウ酸濃度が高い場合、磁化ゼオライトが分解されるため、Matsue, T. Henmi : Preparation of Na -P1-Typezeolite and its composite material with nanosizedmagnetite. J. Am. Ceram. Soc., 96, [10 ] 3218 — 3222
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12 ） 吉田 弘之 :「多孔質材料ハンドブック」（フジテクノシステム）、1 編 多孔質吸着剤の基礎、 1 章 構造と吸着材特性、吸着に働く諸力と吸着現象。pp.3 -15（ 2005 ）13 ） G. Zhao, X. Wu, X. Tan, X. Wang : Sorption ofheavy metal ions from aqueous solutions : A
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and its implication to zeolite treatment of contaminated waters. Environ. Sci. Technol ., 39, 48714877（ 2005 ）磁場回収率の著しい減少を示した。
今回の研究では、マグネタイトと複合材料化させた磁化ゼオ
ライトは（COOH ）2 と共存することでマグネタイト及びゼオラ
イトが分解されるために、（COOH ）
2 の濃度の高い溶出助剤を用いた条件での土壌除染に用いることには注意が必要である。しかし、実際の土壌を用いる場合は土壌に対する溶出助剤の割合が小さく、pH がこれほどは酸性を示さないため磁化
ゼオライトが酸により容易に分解することは考えにくく、高濃度の溶出助剤でも使用可能であると考えられる。

謝

辞

本研究は JSPS 科研費 25630294 の助成を受けたものです。
厚く御礼申し上げます。
参 考 文 献1 ） 経済産業省、東京電力株式会社の事故に係る1 号機、

2 号機及び 3 号機の炉心の状態に関する評価について、 2011 年 10 月。 http://www.meti.go.jp/press/
2011/10/20111020001/20111020001.html
2 ） 逸見 彰男、青野 宏通、 松枝 直人、 Erni Johan、
山内 理恵、 山本 徹、 福垣内 暁 : 磁化 Na -P1 型
ゼオライトによる土壌 Cs の除去技術の開発。環境放射能除染学会誌 1, 9 -14（ 2013 ）3 ） 白水 晴雄 : 「粘土鉱物学 — 粘土科学の基礎 —」（朝倉書店）、3 章 粘土の化学的物理的性質、 イオン交換とイオンの固定。 pp. 38 - 42（ 1988 ）4 ） B. L. Sawhney : Selective sorption and fixation of
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93 -100（1972 ）5 ） 横山 信吾、中田 弘太郎 : バーミキュライトによる放射性セシウムの吸着に関するレビュー。 粘土科学 50,
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Chem. Eng. J., 156, 11-24（ 2010 ）8 ） 青野 宏通、 溝口 裕己、 田村 一将、 渡部 祐輔、 エルニ ジョハン、 山内 理恵、 松枝 直人、 山本 徹、
辺見 彰男 : 土壌からの Cs 除染を目的とした磁化Na -P1 型ゼオライトの合成。 環境放射能除染学会
誌、 1, 1, 3 -7（ 2013 ）182

Vol.2, No.3, 2014 / 環境放射能除染学会誌

22 ） M.Taxiarchou, D. Panias, I. Douni, I. Paspaliaris,

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23 ） S. M. Auerbach, K. A. Carrado, P. K. Dutta :Chapter 21. Ion Exchange, in “Handbook of, CRC Press, pp.
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for Human Security（ SUSTAIN 2014 ）2014 年 7 月 18 日受付
2014 年 8 月 8 日受理

和 文 要 約
福島第一原子力発電所での事故による、土壌や水中の大量の放射性 Cs が深刻な問題となっている。土壌中のバーミキュライトのような粘土鉱物に固定された放射性 Cs が土壌除染を困難としている。本研究では、模擬土壌としてバーミキュライトを用いた土壌中の Cs 除染の最適条件を検討した。また、バーミキュライトへの純水中、海水中からの Cs 吸着率はそれぞれ 99.4%、31.6%であっ+た。そして、溶出試験では（ NH4 ）（COOH ）
2 C2 O4、2 の濃度が高いほど Cs 溶出に効果的であった。磁化 Na - P1 型ゼオライト、+

磁化モルデナイトをバーミキュライトから Cs 溶出後の Cs 吸着材料として用いた。模擬除染試験から、磁化モルデナイトの方が磁化 Na - P1 型ゼオライトより優れた Cs 吸着特性を有していた。液相中からのネオジム磁石を用いた磁場回収率は、磁化ゼオライトの分解のために、（COOH ）
2 濃度の増大につれて減少する傾向にあった。

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