廃棄物の処理・処分における放射能対策…
（1）
廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…
（２）
廃棄物の処理・処分における放射能対策…
（）

解

廃

説

W1708-09

棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定
京都大学
MTアクアポリマー㈱大阪産業大学

⑴

藤川 陽子
竹田
健
森下かなた・尾崎博明

はじめに：放射性セシウムの選択的回収・濃縮のための著者らの研究と基礎的情報

物でも、処分場に搬入できず、処理施設にて保研究の背景

分場立地のめどは立っていない。唯一、福島県

管されており、市民の反対により指定廃棄物処

東京電力福島第一原子力発電所（1F）事故

で、浜通りにある富岡町の民間処分場が指定廃の後、放射性セシウムの環境汚染が新たな問題

棄物処分の候補地として確定したものの、地元として浮上した。食品・日用品については徹底との調整が続いており、処分場への廃棄物搬入

した放射能のスクリーニングによりかなり国民

時期は本稿執筆時点では未定である。

の不安の低減がはかられてきた。1F事故の影

このような中、筆者らはシュウ酸および水に響を強く受けた地域では、1F事故後５年以上

よる様々な廃棄物の飛灰からの放射性セシウム

経過しても、上下水道処理汚泥や焼却灰等の廃の抽出とフェロシアン化物共沈法によるセシウ

棄物中に1F由来の放射性セシウムが検出されムの選択的回収により、 指定廃棄物を洗浄し続けている。これら廃棄物はCs-134+Cs-137濃て放射性セシウムを含む廃棄物を大幅に減容、度が8,000Bq/kgを超えると「平成二十三年三放射性セシウムは極少量の高放射能濃度廃棄物

月十一日に発生した東北地方太平洋沖地震に伴として分別する研究を2013年以来行ってきたう原子力発電所の事故により放出された放射性（参考文献⑴～⑷）。著者らの考えている廃棄物物質による環境の汚染への対処に関する特別措除染スキームを第1図に示す。なお、指定廃棄置法」（平成23年８月30日法律第110号、以下、物は発生地からの移動が原則禁止されている。

放射性物質汚染対処特措法）にかかわる指定廃棄物・特定廃棄物という扱いになる。指定廃棄物は、今後、指定廃棄物処分場に埋め立て、指定廃棄物のうち放射性セシウム濃度10万Bq/kgを超えるものは中間貯蔵施設で保管後、福島県
外で最終処分されることになっている。一方、
Cs-134+Cs-137について8,000Bq/kg以下であれ
ば、通常の非汚染廃棄物と同様に管理型処分場への埋め立て可能とされている。しかしながら、
福島県以外の各地では、1F事故由来の放射性セシウムを含む各種の廃棄物は、指定廃棄物の範疇に入らない放射性セシウム濃度の低い廃棄

第1図

著者らの想定している指定廃棄物除染スキーム

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（２）

そのため実際の指定廃棄物を扱う試験に関してれる難溶性錯塩の元素組成や結晶構造は変化す

は、指定廃棄物発生地の処理場内で廃棄物試料る⑸。なお、Fe3+等の３価の金属もフェロシアの提供を受け、処理場内に大学が放射性セシウ

ン化物錯塩の沈澱を形成しうる。

ム抽出器具、遠心分離機、重金属測定器（ボル

難溶性のフェロシアン化物錯塩は、溶液中のセタンメトリ法の装置を使用）、放射性セシウム

シウムをイオン交換、同形置換、吸着など様々な測定のための可搬型ゲルマニウム半導体検出器

メカニズムでその構造内に取り込む特性がある。

および遮蔽体等、必要機材を持ち込んで試験をその程度は、溶液のpHや難溶性のフェロシアン

行う現場試験方式を取ってきた。これまで取り

化物錯塩の種類・化学特性により様々である。便

扱ってきた現場試験の試料は、一般廃棄物焼却

宜上、以下ではフェロシアン化物Fe（Ⅱ）［CN］
6

飛灰・溶融飛灰ならびに下水汚泥の焼却灰及びをFerと略称することとする。沈殿重量あたり

溶融飛灰である。

へのセシウムの分配係数（mL/g）値でいうと、⑵

フェロシアン化物共沈法によるK-Co-Ferに つ い て104か ら106、Na-Ni-Ferに つセシウム除去の原理

いて105から106、Na-Cu-Ferについて105、K-Cu-

フェロシアン化物共沈法によるセシウム除去

Co-Ferについて104、K-Zn-FerおよびZn-Ferには、可溶性のフェロシアン化物塩（K4［Fe（CN）
6］

ついて103程度の値が報告されている⑸。既往研

またはNa4［Fe（CN）6］等、フェロシアンの別

究からはZn-Ferのセシウム分配係数はFe-Fer、

名はヘキサシアノ酸鉄（Ⅱ）、［Fe（CN）6］ は

Cu-Fer、Ni-Fer等に比べて低い。ただし上述

鉄シアノ錯イオンと表現されることもある）がの分配比の値はコロイド状となった難溶性Fer

溶液中でFe、Cu、Zn、Ni、Cd、Mn、Co等の錯塩の固液分離がしばしば難しいため、過小評

遷移金属のイオンと反応して、セシウムに対し価気味で、実際の分配比はもっと高いかもしれて高い取り込み性能を持つ難溶性のフェロシない。溶液中のナトリウムやカリウムがアルカ

アン化物錯塩を生成することを利用している。

リ金属が難溶性錯塩に置換することでセシウム類縁の化合物としてフェリシアン化物（例えばの分配比が変化することも知られている⑹。あK3［Fe（CN））があり、これはCNと結合するFe
6］

らかじめ形成させたNi（Ⅱ）
、Zn（Ⅱ）、Cu（Ⅱ）、

がFe（Ⅲ）、すなわち３価の鉄であるが、フェリシ

Fe（Ⅲ）のFer錯塩にCsの分配が起こるpHの範

アン化物錯塩はフェロシアン化物錯塩と異な

囲はそれぞれ０から10、１から８、０から８、り、セシウムに対する選択的取り込み性能は小０から６と言われている⑹。ただし、このpH領

さい。

域内でもセシウムの難溶性Fer錯塩への分配の

4－

なお、A をアルカリ金属イオン、M を２程度は一定でなく、pHに伴い変化することが知価の遷移金属イオンとすると、生成される難られている⑺。なお、Ferは極端な低pHや高pH

溶性のフェロシアン化物錯塩は反応時のA+やでは分解するためそのような条件下ではフェロ

M の濃度に応じてA2M3［Fe（CN）
6］2・nH2O、

シアン化物共沈法を用いることはできない。

＋

2+

2+

A2MFe（CN）6・nH2O、M2Fe（CN）6・nH2Oあ一方、著者らは、無担体の放射性セシウム

るいはそれらの混合物の形態をとる。用いる可Cs-137を活用した室内トレーサ試験で、0.1mol/

溶性のフェロシアン化物塩の種類（カリウムL NaClお よ び 純 水 中 に お い て、Cs担 体 濃 度

塩、ナトリウム塩、リチウム塩）と重金属塩の（100μg/Lまたは0μg/L）を変えながら異なる

種類（塩化物塩、硝酸塩、硫酸塩）の種類、ま種類のFer錯塩について第1表のようなCs分配

た試薬の混合順序（重金属塩にフェロシアン化係数を得た。Co-60に対する試験も同時に行っ物塩を投入するか、その逆か）によって形成さたので値を併記している。第1表からは、Fer

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（3）第1表

室内トレーサー試験による様々なフェロシアン化物錯塩に対するセシウムの分配係数

固液分離は4,000rpm ４℃、20分の遠心分離
Cs-137 8, 000Bq/L、非放射性セシウムは100μg/L
結晶重さは溶液１リットル当たりの生成量を一つ目の化合物例について計算

共沈法でのセシウムの除去率は塩水（0.1mol/

す る。 純 粋 なFe4［Fe（CN）6］（CN）、
3、Zn2［Fe6］

L NaCl）中と純水中で著しく異ならないこと、

Cu2［Fe（CN）（CN）
6］and Ni2［Fe6］の沈殿の溶

セシウム担体濃度が100μg/Lあると、無担体時

解度積（例えばNi2［Fe（CN）6］の溶解度積の値に比べフェロシアン化亜鉛のCs除去率はやや

2
は
｛Ni｝
｛
［Fe（CN）｝、｛ ｝
は溶解状態にある各6］低下する（フェロシアン化亜鉛のセシウム保持

分子のモル濃度を示す）はそれぞれ3.3×10－41、

容量が低いためとみられる）がフェロシアン化

4×10－16、1.3×10－16 and 1.3×10－15と報告されてニッケルやフェロシアン化鉄のCs除去率は影いる⑼。例えばNi2［Fe（CN）
6］については1.3×

響を受けないこと、フェロシアン化ニッケルは10－15の立方根は約10－5Mであることから、このセシウムとコバルト両方について比較的高い除沈殿が形成されるには10－5Mより高い濃度の可去能力を持つこと等がわかる。

溶性のFerを投入しなければならないことにな

難溶性Fer錯塩の沈澱の粒径および密度による。実際に生成したFer錯塩の溶解度は理想的

り、セシウムを固定した微量の沈澱を溶液からな沈殿の溶解度よりも高い可能性があることか

分離するうえで重要な因子である沈降速度が定ら、本研究では可溶性のFer塩の投入量としてまる。フェロシアン化鉄はしばしばコロイド状

10－4M以上を用いることとした。

の粒子を形成しこれを重力沈降で分離することは極めて難しいがフェロシアン化ニッケルは比Ferによる共沈法でセシウムを除去する方法
としては以下の３通りが考えられる。

較的容易に沈降する。このようなFerの物理的① 可溶性のFer塩ならびに金属塩を溶液中特性もその形成過程により異なる。例えば著しに添加して当該溶液中でFerの沈殿を形成

く過飽和状態の溶液からは不規則な結晶格子をさせ、同時にセシウムを取り込ませる（in-有し溶解度の高い微細な沈殿粒子ができやす

situ法）。

く、わずかに飽和した溶液からは溶解度の低い沈殿ができる傾向がある 。

② Ferの沈殿を直前に作成しこれをスラリーとして処理対象溶液に投入する。

⑻

Ferの沈澱の溶解度もセシウムの除去を左右③ Fer錯体を吸着材として作成して用いる。

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（4）

固液分離がうまく行えるようであれば、セシ
ウムの除去率ならびに廃棄物減容率は①のin-に対して鉄イオンが不足であると、可溶性の－Fe（Ⅲ）［Fe（Ⅱ）（CN）
6］ができるともいう。

situ法が最も良いが、対象溶液中に亜鉛が多い

PBもしくはその類縁体のナノ粒子分散液をと、セシウム吸着能力の低いフェロシアン化亜

作る際には、100mMオーダーの高い濃度のフ鉛が形成されてしまうためセシウム除去率が低ェロシアン化カリウムや鉄イオンの溶液を準備下することがあり、この場合は②法を使うとよし、急速に撹拌することで、より微細な粒子がい。③は非常に放射性セシウム濃度の低い処理できる。なお、ナノ粒子と呼ばれるPB粒子の液を得る目的でカラム通水などで適用するため

粒径は、まさにnm（ナノメートル）、すなわちの方法であるが、最終的な廃棄物減容率を高め

サブμmのオーダーになる。できたPBのナノ粒る目的には適さない。著者らの試験研究では主子の凝集を起こさせないために、ポリビニルピに①、②法を用いた。

ロリドンを加えて粒子を保護する手法、クエン⑶

プルシアンブルー及び酸を加えることで微細なPB粒子中の遷移金属類縁化合物のナノ粒子とクエン酸の錯体形成を起こさせてPBのナノ

難溶性のFer錯塩のうちでも、フェロシアン

粒子の大きさを制御する方法、等、ナノ粒子分化鉄の１種であるプルシアンブルー（紺青とも

散液の性状をコントロールするために色々な方呼ぶ、以下、PB）およびその類似体は、立方策がとられてきた。セシウムやカリウムのよ晶構造を持ち比較的大きな結晶内の空隙を持つ

うにPBと親和性の高いカチオンの添加により、構造である。この結晶の空隙の大きさは比較的

PBとの親和性の低いリチウム添加時に比べて、一定で、安定な構造であることもメリットであPB類縁体ナノ粒子の自己凝集・自己組織化がる。PBはこの構造を利用したセシウムやタリ

起きやすくなることも、明らかになった⑾。
⑷

ウム等の吸着除去の用途だけでなく、この結晶

高分子凝集剤の作用

構造の空隙にリチウムやナトリウムイオン、水

本稿では、高分子凝集剤を用いてPB微細粒

素分子を吸蔵できることから二次電池や水素貯子の効率的な凝集沈殿を可能にすることを目指

蔵材料として有望で、研究が進められている。

した研究開発の経過を述べる。ここで高分子凝

また、PBは独自の電気的、磁気的、光学的特集剤の作用について簡単に概括する。高分子凝性を持ち、センサーや電気的な素子等、様々な集剤は、そのままでは沈降しにくい微粒子の表

実用上の用途への応用研究も行われてきた。特面の電荷を中和すると共に、架橋作用により粒にPBやその類似体（立方体状の結晶構造をと子を凝集させる。上述の電荷中和は、水処理のる）をナノ粒子分散液として、これを塗布成膜分野で今まで用いられてきた硫酸アルミニウムする技術ができてから、その応用は更に飛躍し（硫酸バンド）、ポリ塩化アルミニウム（PAC）、

ようとしている 。

塩化第二鉄、硫酸第一鉄等でも達成可能である。

⑽

PBはFe（Ⅲ）
（Ⅱ）
（CN）
4［Fe
6］
3・xH2Oと理想的

電荷中和と凝集を高分子凝集剤で同時に達成にはあらわされ、粒子体で細かい結晶であるがするには、カチオン性またはアニオン性の解離

凝集は起こる。しかしナトリウム・カリウム・基により荷電中和作用を有する高分子素材が、アンモニウム等の一価イオンが Fe（Ⅲ）を取り込

架橋吸着作用により微粒子の凝集を促進するこ

んでM（Ⅰ）Fe（Ⅲ）［Fe（Ⅱ）（CN）6］・yH2Oのよとが必要である。高分子凝集剤は、製品によっ

うな構造になることもあり、これは可溶性（液体）ては荷電中和作用のないものもある。またどちと言われる。また、［Fe（CN）
6］ と水中の鉄イオ

らかというと疎水性の強い製品もある。

4－ンとの反応でPBを形成させる際、［Fe（CN）6］

4－70

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高分子素材が架橋作用により水中の微粒子を

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（5）処理成績を左右する。乱流の有する本質的にランダムで確率論的な性質上、凝集プロセスを完全に制御することは難しい。なお、流れ場における球状の粒子の急速凝集速度は粒径のおおよそ2.46乗に比例することが理論的に導かれており、急速な凝集を達成するには粒径を大きくすることが重要な要件であることがわかる⑿。

⒜

水中で起こる疎水性の高分子凝集剤と疎水性の微粒子間でおこる疎水性相互作用について
は、下記のように解釈できる⒀。即ち、そもそも物質間にはファンデルワールス力による弱い引力が働くが、疎水性の物質同士の間にはファンデルワールス力以上に強い引力が働く。この強い引力は2種類ある。一つは、真の疎水性引力と言われるものであって、そもそも疎水性物質の近傍では水分子は安定的に存在しにく
く（物理化学的に表現すれば、エントロピー的に不利）、疎水性表面が近づくと水分子が追い⒝

出され、粒子間に強い引力が働く。一方、見か

第2図 高分子凝集剤の架橋作用（注）⒝で反発力が働くのは、溶媒が高分子に対して良溶媒の場合（溶媒が高分子に対して貧溶媒である場合は、逆に引力になる。すなわち疎水性相互作用である）

けの疎水性引力というものもあり、これは疎水性表面に付着した空気のナノ気泡同士が合一しようとする力であることがほぼ定説となっている。そもそも空気は疎水性であり、疎水性の表面と疎水性の空気の親和性は高い。現実事象に安定化するプロセスは、第2図のようにある微おいてナノ空気を疎水性表面から取り除くこと

粒子の表面に付着した高分子素材が他の微粒子は困難であり、真の疎水性引力ではないものの、の表面に付着することによる。注意しなければこのような見かけの力が実在するのは必然的でならないのは、表面に親水性の高分子素材が飽ある。

和吸着した粒子同士の間では、通常、架橋作用が見込めないということである⑿。
高分子凝集剤を微細粒子懸濁水溶液液に添加した後に起こるプロセスは、高分子凝集剤の微1 フェロシアン化鉄の凝集沈殿促進に関する著者らの研究
1-1

セシウム除染における細粒子への吸着と、微細粒子間の高分子凝集剤

プルシアンブルーの特徴との架橋作用発現、微細粒子同士の衝突である凝集剤選定の必要性

が、並行して、凝集剤が飽和吸着した微細粒子

著者らの第1図のスキームで指定廃棄物中のの出現とそのような粒子間の反発（ただし、高放射性セシウムを抽出して濃縮するスキーム

分子凝集剤が親水性の場合）による凝集の阻害において用いる難溶性Fer錯塩としてはフェロも起こる。この複数のプロセスが撹拌による乱

シアン化鉄（PB）が第一候補、第二候補はフェ流条件下で同時進行し、最終的な凝集沈殿法のロシアン化ニッケルと考える。PBは、アルカリ

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（6）剤と次亜塩素酸で分解することで、有害性の低kosmotrope H+, Li+, Na+// K+, Rb+, Cs+ chaotrope…⑴

い水酸化鉄の形にできること、またPBはセシウ
ムに対して10の５乗（mL/g）台後半の比較的

kosmotrope F－// Cl－, Br－, I－ chaotrope …⑵高い分配比を持つというメリットがある。一方、PBは微細沈澱になりやすく、その沈降分離に課

kosmotropeは、強水和し、高い電荷密度を題がある。フェロシアン化ニッケルは、セシウ

もち、例えばこれが溶液中の主な電解質であれムに対して10の５乗（mL/g）台後半から10のばタンパク質等はより電荷中和等による凝集を６乗（mL/g）台の高い分配比を持ち、しかも受けやすくなる。一方chaotropeは、水和の程沈降分離しやすいというメリットがあるが、鉄度が弱く、低い電荷密度であって（大きなサイに比べて毒性の高いニッケルを含むためその残ズのイオンであるが電荷は小さい）、これが溶渣の処分においては重金属毒性にも考慮しなけ

液中の主な電解質であればタンパク質等は水ればならない。このことから、必要に応じて凝に溶けやすくなる。kosmotropeは近くの水を集剤を併用しながら可能な限りPBを用い、どう

強固に結合して水を「不動化」する作用があしてもPBでは除去性能の不十分な場合にフェロ

り、chaotropeは近くの水を乱雑化して、そのシアン化ニッケルを用いることが適当と考えた。

結果、水はchaotropeの近くではバルクの溶液⑶項で既にPBナノ粒子の特性について触れた

中でよりも動きやすくなる。２価のアルカリが、以下１－２節でも述べるように、我々のよう金属イオン等はどちらかというとkosmotropeに処理の場面で用いる条件下でもPBの粒径は小である。また、たとえば系の温度が上がればさくなりがちである。そのため凝集剤の選定がkosmotropeはchaotropeに転じることもある。

必要になる。
1-2

上述のように様々な塩を含む水溶液中での凝プルシアンブルーの粒径に及ぼす集においては、単に溶液のイオン強度のみなら共存塩効果

ず、共存溶質の個別特性がより重要なことがわ

1887年、Hofmeisterは、種々の塩をタンパクかってきた。

質の水溶液に加えた時にタンパク質が析出してそこで、我々は、PBの微細結晶の沈降特性

くる塩析現象や、逆にタンパク質が溶け易くなと共存溶質種の関係を明らかにするため、共る現象を塩溶現象に着目し、塩を構成するイオ

存塩の種類の異なる溶液中でPBの結晶を生成

ンの種類別に塩析能力の強いものから弱いもさせてその粒度分布をレーザー光散乱方式にの、逆に塩溶能力の弱いものから強いものに並より測定した。第3図に示すのはPB生成時のべた液のpHは３、溶液中でフェロシアン化カリウ。いわゆるcosolulte effect（共存溶質の

ムの濃度は0.5mM、これに対して加えた塩化鉄

効果）である。
水和イオンの特性を調べるための様々な実験（Ⅲ）は、可溶性のFe（Ⅲ）［Fe（Ⅱ）（CN）6］－ 生成的手法（NMR、中性子回折等）により、このを防止するため、Ferに対して大過剰の2mMとcosolute effectは、イオンが近傍の「秩序」にし、30 ～ 60rpmで一時間撹拌を行った後のPB

およぼす影響と関係していることが明らかにな

懸濁物の粒径分布である。0.1M NaCl、0.05Mってきた。その結果、水溶液中のイオンを下記

CaCl2、0.1M KCl、0.05M Na2SO4各溶液中での⑶⑷のように、kosmotrope（秩序を促進する

平均粒径はそれぞれ、13μm、4μm、7μm、2μm

もの）と、chaotrope（無秩序を促進するもの）となり、Na2SO4溶液中でPBの粒径が最も小さにわけて考えるという説が提唱され始めた。

くなった。撹拌なしの系での結果も同様であった。なお、我々の試験ではFer等の濃度が低い

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（7）第3図 プルシアンブルーの粒径分布の共存溶質による違い（0.1M NaCl各溶液中での平均粒径 0.1M NaCl：13μm、0.05M CaCl2：4μm、0.1M KCl：7μm、0.05M Na2SO4：2μm）

ことから、⑶項で示したPBナノ粒子（サブμm

くなった。このように、PBの凝集への共存溶質の粒径）を作る際に比べてここで示したPBの効果の表れ方は、Hofmeister系列の考え方では

粒径は、かなり大きいことを付言しておく。

必ずしも解釈できず、なお、検討が必要である。

後に述べるように著者らのζ電位測定からも著者らの経験では、ゴミや下水汚泥等の焼PBは負に帯電していることが判っており、PB

却・溶融飛灰溶液の純水抽出液の主要陰陽イオ

に対する対イオンは陽イオンのはずである。共ン組成は、陰イオンとしてはしばしばSO42－ の存溶質Na、Ca、Kの場合を比較すると、PBのモル濃度が最も高く、陽イオンとしてはNa+お平均粒径はどちらかというとkosmotropeであよびCa2+のモル濃度が高かった。このことから、

る２価のCaの場合およびchaotropeであるK共

例えばNa2SO4溶液を廃棄物飛灰の模擬純水抽

存時に小さくなり（凝集が起きにくい）、逆に出液としてその中でPB凝集沈殿を検討すると、

kosmotropeであるNa共存時のほうが大きくなっ

PBの粒径はどちらかというと小さく、急速凝た。また、NaCl中とNa2SO4溶液中での場合を比集が起こりにくい、より厳しい条件での試験に較すると、後者の場合のほうがPBの粒径は小さなる。

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（8）2 プルシアンブルーの効率的凝集沈殿のための高分子凝集剤選定の試験
2-1

試験方法

カリウムに対して当量に対し1.34倍過剰の塩化鉄（Ⅲ）を添加して作成した。これは先にも述－べたが鉄が不足すると可溶性のFe［Fe（CN）
6］

１－１節でも述べたように、PBの凝集を起こが形成されCs除去率が低下するためであるが、させる凝集剤が必要であるが、著者らの経験

塩化鉄が凝集剤として作用する可能性を減らす

では塩化第二鉄やPAC（ポリ塩化アルミニウ

観点から１－２節での試験に比べると塩化鉄のム）単体では迅速なPBの凝集沈殿は起こらな

Ferにたいする濃度はやや抑えた。また、0.1Mい。そこで有機高分子凝集剤として三菱レイヨ

Na2SO4溶液は、関西地域の下水汚泥溶融飛灰ン、ハイモ、MTアクアポリマー社の製品計23の純水抽出液中の硫酸イオンがその程度であっ

種を試験に供しPBの凝集沈殿を効率よく起こたこと、更に１－２節で述べたようにNa2SO4溶

す凝集剤の選定を行った。なお、試験に際して液がどちらかというとPBの急速凝集に対しては、筆者らの検液が廃棄物のシュウ酸抽出液等

は厳しい条件（PBの粒径が細かくなりやすい）のpH2以下から５程度の低pH溶液が主であるであり、この条件でPBを凝集できれば相異な関係上、カチオン性凝集剤のみならずアニオン

る溶質組成の液からもPBが確実に凝集沈殿で性凝集剤を多く選定した。

きると考えたことから選定した。

第4図に試験の手順を示す。セシウム安定同2-2

高分子凝集剤の選定試験結果

位体100μg/Lを予め添加した①0.1M Na2SO4溶

第2表から第4表に相異なる高分子凝集剤と液（pH5）と②関西地域の下水汚泥溶融飛灰のPBによる0.1M Na2SO4溶液および飛灰のシュウ

0.1Mシュウ酸抽出液（pH2）に、それぞれ①酸抽出液からのセシウム除去率（PBの凝集沈

0.1mMと②0.5mMのPBを懸濁させ、有機高分

殿率に等しいと見る）を示す。なお、参考とし

子凝集剤を５から30mg/L添加した。５分間のて、表中に高分子凝集剤を添加しない場合のセ

急速撹拌後、所定時間後に上澄み液を採取し、シウム除去率を追記した。沈殿分離までの静置

ICP-MSによるCs濃度測定からPB除去率を推定

時間は特記ない限り３時間、第2表、第3表にした（これまでの研究結果ではPB除去率とCs

はセシウム除去率96％以上の凝集剤のみを示し

除去率は比例している）。なお、この試験ではPB（Fe4［Fe（CN）
6］3）作成時にフェロシアン化

第2表 0 .1M Na2SO4溶液からのセシウム（プルシアンブルー）
除去率 （成績良好な順）

第4図 プルシアンブルーに対する高分子凝集剤スクリーニング試験の手順

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（9）た。第4表には、逆に0.1M Na2SO4溶液および第3表 0 .1Mシュウ酸抽出液からのセシウム		（プルシアンブルー）除去率（成績良好な順）

飛灰のシュウ酸抽出液からのPBによるセシウ
ム除去率が低かった凝集剤を示す。また、幾つかの条件下でのPB粒子のゼータ電位を第5表に示す。PBのゼータ電位は今回のNa2SO4溶液
およびシュウ酸溶液中いずれにおいても負であることから、定石としてはカチオン性凝集剤の使用が電荷中和のために必要とみられた。しかし、実際にはアニオン性凝集剤でも良好な成績を収めるものがあった。
第2表 に 示 す よ う に0.1M Na2SO4溶 液 中 の0.1mMのPBの凝集沈殿は、低分子量のカチオ
ン 性 凝 集 剤C-30を5mg/L投 入 の 後、AP517C
凝集剤を5mg/L投入したときに最も良い成績第4表であった。目視ではC-30投入後に比較的微細

プルシアンブルーのゼータ電位な球状のPB付着沈殿が形成され、引き続いて
AP517C投入によりこの沈殿が粗大なフロックとなり急速に沈降した。カチオン性凝集剤によるPBの荷電中和後、１番のアニオン性凝集剤による架橋が作用したとみる。第3表にも示す
ようにシュウ酸系でも同様な二剤の組み合わせ
で急速な沈殿分離が可能であった。
ただし、第2表および第3表から、PBの凝集沈殿においては、カチオン性のみならずアニオ
ン性ないしはノニオン性高分子凝集剤も有効で
第5表 各
 種溶液からのセシウム（プルシアンブルー）
除去率で成績不良であったものあった。すなわち、有効であった凝集剤のうちAP517C、N-210、A-235H、AP-825Cは ア ニオン性またはノニオン性高分子凝集剤でアクリ
ルアミドの構造を含んでいた。逆に主成分がア
クリル酸エステル系カチオンモノマーである
カチオン性高分子凝集剤のうちでは、CZ-260、C-508L、C-508UがPBに 対 し て 有 効 で あ っ た。
全体に、アクリル酸エステル系に比べれば疎水的で、かつ水素結合をしやすいアクリルアミド
系高分子凝集剤は、負のζで荷を持つPBに対する電荷中和機能がカチオン性凝集剤に比べて低くても、PBの凝集沈殿に有効である可能性が示唆された。
上述の傾向は第4表に示すPBの凝集沈殿にみんなで止めよう温暖化

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廃棄物抽出液中の放射性セシウムの除去のための高分子凝集剤の選定…（10）

不適であった凝集剤からも見て取れる。すな
わち、第 4 表中の C-508L、 C-508U、 JKB-508、C-508U、CZ-260、CX-140はアクリル酸エステ
ル系カチオン性もしくは両性の高分子凝集剤であり（MS-88JHJのみ特性が現時点で不明）、
PBとの相性がアクリル酸エステル系ではあまり良好でないことが判る。
今回、著者らが対象にしたのは高塩分濃度
かつどちらかというと低いpHの試料水であり、そのような環境下ではもともと高分子凝集剤は対イオンとの凝縮等の作用により収縮した構造になる⒁。この構造下では、凝集剤分子内で水第5図 微
 細なプルシアンブルー粒子への
大分子量のカチオン系高分子凝集剤の結合

素結合が形成されて更に縮んだ構造を取った
り、両性高分子凝集剤の場合は凝集剤分子内でアニオン基とカチオン基が電荷中和を起こして正味の電荷が減少する事態が発生しやすかった

ンキレート剤による安定化処理を施した試料のと考えられる。なお、単に対象微細粒子の電荷抽出液において、想定と異なる結果がえらえ

中和を目的にするならば、高分子凝集剤は低塩

た。後に行った追試験によれば上記キレート剤

分水中で見られる伸びた構造をとった方が、凝はPB粒子のζ電位を本来よりややプラス方向集剤のもつ電荷を有効に使える。

に転じさせる作用があり、キレート剤共存下で今回のPB粒子のように比較的小さな結晶がは非共存下の場合と異なる電荷中和条件となっ負電荷を帯びている場合、その微小粒子に多量たためとみられる。ただし、キレート剤の影響の正電荷を持つ巨大な高分子凝集剤が結合し、は全て明らかになったわけではなく、今後検討

かつその凝集剤が親水的なためにバルク水に向する。

かって正電荷を帯びたtailを伸ばすとすれば（第

おわりに

5図）
、実質的には高分子凝集剤吸着後のPB粒
子は正に帯電し、その凝集沈殿は妨げられることになるであろう。第4表に示した親水性のア

本稿では、放射性物質汚染対処特措法の指定

クリル系カチオン性高分子凝集剤がPBの凝集

廃棄物除染の研究に係り、比較的微細なPB粒沈殿に不適であった理由は上述の事態によるも子の凝集沈殿を効率よく行わせるための高分子のと推定する。また、分子量の小さいカチオン

凝集剤を選定する試験を行った経緯を概括し性有機凝結剤C-30がPB凝集に有効であったのた。PBの凝集沈殿はそもそも共存溶質効果には、PB粒子に対して過大な正電荷を付与しな

よっても変化することを考慮することが第一のいほうが凝集には良いということの証左ともみポイントであった。高分子凝集剤にはさまざまられる。

な種類があるが、著者らの場合のように高塩分、

ここで、著者らの現場試験でPB粒子の凝集

低いpHの水溶液条件下では高分子凝集剤の溶沈殿に高分子凝集剤を適用した結果について簡

液中構造も複雑に変化することから、凝集剤選

単に紹介する。全般に凝集剤選定試験で行った定において注意が必要であった。

のと同様な結果が得られたが、飛灰にピペラジ

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藤川

陽子

竹田

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森下

かなた

尾崎

博明

京都大学 原子炉実験所
原子力基礎工学研究部門

MTアクアポリマー㈱ 事業企画部
商品開発グループ 課長

大阪産業大学 新産業研究開発センター 研究員

大阪産業大学 工学部 都市創造工学科

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