フィッション・トラック

ニュースレター 第26号

21-25

2013年

室内通水実験による幌延地域堆積岩中のウラン，トリウム等微量元素の存在形態
鳥潟一文* ・ 本多照幸*・ 野村雅夫**

Speciation of uranium, thorium and trace elements
in sedimentary rocks in horonobe area
using laboratory water ﬂow experiments

Kazuhumi Torigata*, Teruyuki Hohda* and Masao Nomura*** 東京都市大学大学院工学研究科， Graduate School of Engineering， Tokyo City University** 東京工業大学原子炉工学研究所， Research Laboratory for Nuclear Reactors， Tokyo Institute ofTechnology
はじめに挙動を示すのか確認した．また，試験に用いる地原子力発電に対してもっとも懸念されることの下水にMAの化学的挙動と同様の挙動を示すアナ一つに，高レベル放射性廃棄物処分の課題があ

ログ元素(La~Ybまでのランタノイド元素)を添加る．我が国では，高レベル放射性廃棄物(以下，し，それを岩石に通水することで，アナログ元素HLW)を長期にわたり安全性を確保し，かつ人間の挙動も確認した．さらに，これらの岩石試料にの管理を必要とせずに処分する方法として，深度対して逐次抽出法を適用することによって，岩石300m以深の岩盤に埋設する地層処分を行うこと

中の元素の分布状態について化学形態別に考察しが法律に定められている．

た．

地 層 処 分 で は ， ガ ラス 固 化 体 ， 金 属 製 容 器

岩石試料(オーバーパック)，緩衝材(ベントナイト)からなる人工バリアと，岩盤と地下水からなる天然バ

岩石試料は，北海道天塩郡幌延町にある(独)日リアによる多重バリアシステムによって，放射性本原子力研究開発機構(JAEA) 幌延深地層研究セ核種の移行を遅延させるとしている．

ンターにおいて，地下140mの調査坑道から水平HLW中には，237Npや243Am，247Cm等の放射方向に掘削されたボーリング孔(07-V140-M03性核種(マイナーアクチノイド，以下，MA)が存在

孔：3.7-4.0m)から採取したものを用いた．同深しているが，このような超U元素は天然には存在度の地層は新第三紀の海成層(声問層:約3.9〜しない．地層処分の安全評価を行うにあたり，こ2.0Ma(FT年代測定法：石井・安江，2005; 石井

れらの核種が岩盤中でどのような挙動をするのかほか，2008))から成り，岩質は珪藻質泥岩であを知ることは重要である．

る．

地層処分に関わる安全評価では，千年後以降に実験

オーバーパックが破損しHLWから放射性核種の試料調製溶出がはじまり，溶出した放射性核種が，ベントナイト(人工バリア)と周囲の岩石(天然バリア)採取した岩石を粉砕し，ふるいにかけて粒径をに収着されながら，地下水とともに移動していく1~2mmにそろえた．

ことを想定した評価が行われている．その評価に

室内通水実験関わる基本的な知見として，放射性核種が岩盤や地下水中において，どのような挙動を示すのかを地下水は，07-V140-M03孔から採取した知ることが重要である．

pH8.0のものを用いた．

本研究では，上記のような基礎的知見を得るた

岩石試料を内径2cm，長さ10cmのガラスカラめに岩石と地下水の反応試験(通水試験)を行い，ム(東京理化器械(株)製，耐圧4.9MPa)に詰め，以地下水中に元々含まれているU，Thがどのような下の2条件で通水試験を行った．①アナログ元素

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表１

逐次抽出法に用いる試薬と抽出対象
表1 逐次抽出法に用いる試薬と抽出対象
表１

逐次抽出法に用いる試薬と抽出対象を添加していない地下水を14ml/minの流速で5L通水．②アナログ元素を約10ppbの濃度となるよ

表１
表１ 逐次抽出法に用いる試薬と抽出対象う添加した地下水を3ml/minの流速で5L通水．

逐次抽出法に用いる試薬と抽出対象① を 比 較 分 析 の た め の バ ッ クグ ラ ウ ン ド 試 料(blank)とし，②はガラスカラムの入口から2cm毎の長さに分割したものを分析試料(0~2cm，2~4cm，4~6cm，6~8cm，8~10cm)とした．
逐次抽出

図 1 主要元素の平均抽出量（NAA）
岩石試料に含まれるアナログ元素，U及びThがどのような化学形態で存在しているかを把握する

図2
U の抽出量(ICP-MS)
図 1 主要元素の平均抽出量（NAA）

図 1 主要元素の平均抽出量(NAA)

図2

U の抽出ために，既報の逐次抽出法の手順(木川田・本多ら，2007)に順じて岩石試料の逐次抽出処理を行った（表1）．
分析方法

岩石試料中の主要鉱物の同定にはX線回折分析(XRD)，主要元素の定量には中性子放射化分析法(NAA)，アナログ元素，U及びThの定量には誘導結合プラズマ質量分析法(ICP-MS)を用いた．また，含有元素の化学形態を把握するために行った逐次抽出試料の分析に対してもNAA，ICP-MSを適用した．

図 3 Th の抽出量（ICP-MS）
図 1 主要元素の平均抽出量（NAA）

結果と考察

図1

主要元素の平均抽出量（NAA）

図 2 U の抽出量(ICP-MS)

図2
U の抽出量(ICP-MS)
図 3 Th の抽出量（ICP-MS）

主要元素及びU，Thについて①，②の岩石試料に対し逐次抽出法を適用して得られた抽出液の定量結果について，主要元素抽出量を図1に，U及びThの抽出量を図2，図3に示す．なお，残渣の定量は行っていないため，図1~図3に示されているのは抽出液のみの結果である．
図1では，0~10cmの試料から抽出された主要元素の平均値を示している．図1より，step1(■)
で抽出傾向を示しているのはNa，step2(■)では

図 3 Th の抽出量(ICP-MS)

Mg及びCa，step3(□)ではAlとなった．

図3

Th の抽出量（ICP-MS）

図322

Th の抽出量（ICP-MS）

図2

U の抽出素が共存していたためであると考えられる．アナ
ログ元素はpH8.0では全て加水分解する(鈴木，1998)ため，Uが共沈し，抽出傾向を示したと考えられる．
また，step3(□)で顕著な抽出傾向を示している．これは，Uは還元的な環境下では黄鉄鉱等に吸着，沈殿あるいは共沈している(サイクル機構，1999)，有機物に吸着し堆積岩中に固定される(金井，2007)ということが影響しているためであると考えられる．しかし，抽出液中のFeや有機物のデータがないため，詳細な議論をすることは難しい．
最後に図3より，ThはUと異なり，step3(□)でのみ抽出傾向がみられた．このことから，Thは硫化物や有機物に収着して存在し，MgやFe，アナログ元素等の加水分解による共沈には影響されにくいということが考えられる．

図 4 試験条件2の地下水中の Fe 量

微量元素について
図このことから，Naは主に粘土鉱物の層間イオ
4 試験条件②の地下水中の Fe量ｓ
UやTh，アナログ元素の岩石への収着を定量的ンや炭酸塩態として存在している可能性が示されに評価するために，通水実験によって得られた結た．そしてMg及びCaは酸化物態として，Alは有果から，以下の2つのやり方で分配係数(Kd)を求機物に吸着して存在している可能性が示された．

めた．

この中でも特に顕著な抽出傾向を示しているの一つは，試験条件②で地下水を岩石試料に通水が，Mgである．これは，Mgが本実験の条件下でした前後で目減りした分を，地下水から岩石へ移はpH7.5で加水分解するため，pH8.0という条件行した量として算出した．算出式を(1)式に示す．の地下水中では水酸化マグネシウムとなって沈殿し，それが抽出されたのではないかと考えられ試験条件②の地下水の目減り分から算出した分配る．ただし，室内通水実験後から逐次抽出法適係数Kd（固/液）用までに半年ほど時間が空いているため，水酸化物は脱水して酸化物になっている可能性が大きい
ため，ここでは便宜上，水酸化物と酸化物を同義として扱う．
次に図2より，step2(■)に注目すると，0~2cmでUの増加が示された．これには，3つの要因が考えられる．1つめは，step2(■)は酸化物を抽出する段階であることから，上記の水酸化マグネシ !gg

ウムが沈殿する際にUも共沈したためであると考

 !gg


−



… (1)

 !gg

えられる．2つめは，水酸化鉄が生成されたためであると考えられる．岩石試料に通水する前後のもう一つは，通水試験に供した試料に対して逐試験条件②の地下水中のFe濃度を，図4に示す．

次抽出した結果で逐次抽出前のバルクを規格化し図4より，Total Fe(Fe3++Fe2+)が減少し，Fe2+がて算出したものである．ここでのバルクとは，変化していないことがわかる．これは，pH2.0以blank中の元素量に，元素収着量を加えたものを上で加水分解するFe3+がpH8.0の地下水中から沈指す．なお，逐次抽出の各stepの結果は，各深度殿によって岩石試料に吸着したためであると考えの試料から抽出された元素抽出量の平均を用いてられる．この水酸化鉄は，表面電荷がマイナスでいる．これは，岩石カラム全体での元素抽出量である(Langmuir，1997)ため，そこにUが吸着し規格化する必要があったためである．算出式をて共沈したことで，0~2cmの地点でUの抽出傾向(2)式に示す．

が見られたと考えられる．3つめは，アナログ元

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図 4ｓ

試験条件②の地下水中の Fe 量

図5 分配係数の比較

図5分配係数の比較

逐次抽出法適用結果から算出した分配係数

着に大きく関与していると考えたためである．

Kd（固/液）まず，通水実験の炭酸イオン濃度(52mM)に最も近い(a)の12.0mMと(c)より，どちらも軽Lnに

blank [!gg]

step1  step2  step3 富んだ分配係数となっていることがわかる．これ[!gg] は，重Lnは炭酸塩錯体をつくりやすい(大谷，2005)ため，重Lnほど岩石へ収着しにくくなった… (2)ことで，相対的に軽Lnの収着が増加したことが !gg

要因ではないかと考えられる．
次に，(d)のstep2においても軽Lnに富んだ分配

室内通水実験から得られたものと，参照する分係数を示した．水酸化鉄が脱水して生成した酸化配係数を図5(a)~(d)に示す．

鉄等の酸化物態を抽出する部分でも参照値と同様

図5では，(a)，(b)がそれぞれ文献から引用したの傾向を示すことから，試験条件②の地下水を通水酸化鉄と方解石の分配係数で，(c)，(d)がそれ水させた際に起きた収着メカニズムに，水酸化鉄ぞれ通水実験，逐次抽出によって得られた分析値が関与していると考えられる．このことは，海水に基づく分配係数である．なお，水酸化鉄と方や河川水などの天然の系では軽Lnの方が水酸化解石の値をを引用したのは，この2つの鉱物が収鉄粒子に吸着しやすい(金井，2007)こととも調和

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的である．

ⅳ)軽Lnは水酸化物と共沈して岩石中に保持されさらに(b)と(c)より，こちらも軽Lnに富んだ分やすい配係数となった．これは，炭酸塩鉱物には軽Ln

ⅴ)重Lnは硫化物や有機物に収着し保持されやすが重Lnに比べて濃縮(土橋，2008)しやすいため

い．

であると考えられる．また，(d)のstep1でも軽Lnに富んだ傾向が見られた．これらのことから，

以上より，天然バリア中のMA(Np，Am，Cm)

試験条件②で地下水を通水させた際に起きた収は酸化物態や硫化物・有機物態に収着し保持され着メカニズムには方解石も関与していたと考えらやすいことが明らかにされ，MAの地中での移行れる．

は遅延されることが期待される．

最後に，(c)と(d)のstep3より，(c)では軽Lnに富む傾向であるのに対し，(d)のstep3ではやや重謝辞Lnに富む傾向が見られた．文献値と比較できて本研究にあたり（独）日本原子力研究開発機いないが，黄鉄鉱への分配係数が重Lnに富んだ構，岩月輝希博士，村上裕晃博士には多大なるごものであるため，このような傾向になったと考え支援を賜りました．ここに御礼申し上げます．

られる．黄鉄鉱は還元的な環境下ではUが吸着し文献やすい鉱物と考えられる(木村ほか，1999)ため，核燃料サイクル開発機構(1999)：わが国におけるイオン半径の類似する重Lnが黄鉄鉱に収着する

高レベル放射性廃棄物地層処分の技術的信頼可能性は大いにある．

性−地層処分研究開発第2次取りまとめ−(総論)結論

Ohta (2000)：Rare earth element partitioningⅰ)U，Thは硫化物態や有機物態を主な化学形態

between Fe oxyhyroxide precipitates andとしている．

aqueous NaCl solutions doped withⅱ)Uは硫化物等に収着するほか，Ln水酸化物とNaHCO3，Geochimical Journal Vol.34，共沈する．

pp.439-454

ⅲ)Thは硫化物態や有機物態をとる．

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