放射性物質が付着した汚染物を溶離液である強酸に浸し、処理することを特徴とする放射性物質の除去方法。放射性物質が付着した汚染物を溶離液である塩化カリウム水溶液に浸し、処理することを特徴とする放射性物質の除去方法。放射性物質が付着した汚染物を溶離液である強酸に浸し、撹拌しながら処理することを特徴とする放射性物質の除去方法。放射性物質が付着した汚染物を溶離液である塩化カリウム水溶液に浸し、撹拌しながら処理することを特徴とする放射性物質の除去方法。溶離液を加熱することを特徴とする請求項1乃至請求項4に記載の放射性物質の除去方法。本発明者等は簡単な方法で、放射性物質が付着した汚染物から付着した放射性物質を除去する方法について研究を重ねた結果、溶離液として強酸を用いることにより、放射性物質を除去できることを見出して本発明を完成した。すなわち、本発明の要旨とするところは、請求項1放射性物質が付着した汚染物を溶離液である強酸に浸し、処理することを特徴とする放射性物質の除去方法。請求項2放射性物質が付着した汚染物を溶離液である塩化カリウム水溶液に浸し、処理することを特徴とする放射性物質の除去方法。請求項3放射性物質が付着した汚染物を溶離液である強酸に浸し、撹拌しながら処理することを特徴とする放射性物質の除去方法。請求項4放射性物質が付着した汚染物を溶離液である塩化カリウム水溶液に浸し、撹拌しながら処理することを特徴とする放射性物質の除去方法。請求項5溶離液を加熱することを特徴とする請求項1乃至請求項4に記載の放射性物質の除去方法。である。本発明によれば、簡単な方法で放射性物質が付着した汚染物から放射性物質を除去することができる。本発明で云う汚染物とは、放射性物質が付着した汚染物のことであって、土壌、瓦礫、建物、道路、砂利、石などが例として挙げられる。また瓦礫とは、建物の崩壊物であるコンクリートの破片、道路の砂利、アスファルトなどを云う。汚染されている瓦礫を溶離液で処理する際に、瓦礫を粉砕し、細片とした方が取扱いが簡単であり、除去効果を上げることができるので好ましい。本発明で云う放射性物質とは、放射能を有する金属原子のことを云う。例示すればセシウム134、セシウム137、ストロンチウム90、ウラニウム、プトルトニウムなどが挙げられる。本発明では、主として放射性物質としてセシウム137の除去方法について説明する。放射性物質は汚染物の表面にのみ付着しているのではなく、汚染物の表面の凹みや細孔部分に入り込んでいるため、汚染物に付着しているセシウム137をイオン交換樹脂によるイオン交換法で除去することは困難である。その点、本発明で溶離液として用いる強酸は汚染物中に浸透し、最終的にセシウムイオンと交換反応を起こさせるので好ましいのである。汚染物をこの溶離液に浸漬することで目的を達成することができる。また、汚染物中に溶離液を浸透させるために、汚染物を溶離液中に浸漬した後、撹拌することで効率良く反応を進めることができる。本発明では1価または2価の強酸を用いる。1価の強酸としては塩酸もしくは硝酸を好ましく用いることができる。また2価の強酸としては硫酸を好ましく用いることができる。強酸の濃度は5.0M以下が好ましい。好ましくは4.0M以下、より好ましくは2.0M以下の濃度の強酸である。強酸の濃度はセシウム137イオンと置換する働きをするので水素イオンは多いほど好ましいのであるが、5.0M以上では水素イオンは多くなるが、イオン交換反応に携わらないイオンも多く存在することになり、無駄になるので好ましくない。また装置の腐蝕の問題、液漏れした場合の危険性などを考慮すると上記の範囲の濃度が好ましいのである。溶離液中で汚染物を浸漬し、静置しておく時間、また溶離液中での撹拌時間は長いほど好ましいのであるが、60分以上かけてもあまり進行が見られないので、60分程度で十分である。静置また撹拌している際の液の温度は高い方がセシウム137の除去率が上がる。しかし、温度が一定の場合、強酸の種類、濃度、静置時間、撹拌時間によっても除去率が変化するので、温度が高いだけが除去率を高める要因であると一概には云えない。このような理由で室温~90°Cの範囲で行うのが好ましい。室温でも反応は進むが溶離液の汚染物中への浸透程度が不十分になることもあり、除去率が上がらないと云う結果になることもあるので、加温することが好ましい。また、90°Cを超えてもそれほどの効果は見られないので50°C~80°Cの範囲の温度で処理することが好ましい。本発明では汚染物と溶離液との混合物の撹拌は遠心分離機を遅く回して行ったが、遠心分離機を使用することなく、同様の撹拌効果を与える機器、例えばロータリーミキサーのような回転式撹拌機、また超音波発信器によって試料に振動を与えることで、溶離液の汚染物中への拡散を速める、あるいはセシウム137と汚染物との物理的相互作用を弱める効果を上げることにより本発明と同程度の撹拌効果が得ることができる。溶離液として塩化カリウム水溶液を用いることができる。塩化カリウムの場合、カリウムイオンとセシウムイオンを置換させてセシウムイオンを除去させることを目的としている。従って、塩化カリウムの濃度は1.0M~1.5Mの範囲が好ましい。撹拌時間と撹拌温度は強酸の場合と同じく、60分程度、室温~90°Cの範囲で行うのが好ましい。本発明で使用した放射性セシウムの付着により汚染された土壌は、東京電力福島第一原子力発電所近辺の田圃、小学校校庭、民家の畑などから採取した土壌で、溶離液に浸漬し15分間撹拌した後、上澄み液を分離し、残った土壌のγ線量を測定した。上澄み液を捨てた後、新たに溶離液を加えて15分間撹拌と云う工程を繰り返して処理後、上澄み液を分離し残った土壌のγ線量を測定した。処理前の土壌のγ線量A0と処理後の土壌のγ線量A1から下記の式によってセシウム137の除去率を求めた。γ線量の測定は、イージーアンドジーオーテック社製、ゲルマニウム検出器GEM-10175を用い、図1に示す661.66Kevのピーク値から求めた。なお、図1のスペクトル図において、上部が処理前、下部が処理後の測定結果である。除去率=A0-A1/A0......1また、汚染された瓦礫のうち、試料として用いたコンクリートの処理前後のγ線量の測定は、プリンストンガンマテック社製、ゲルマニウム検出器IGC-521SDを用い、図2に示す661.66Kevのピ-ク値から上記の式1から除去率を求めた。放射線量は日立アロカメディカル社製、エネルギー補償シンチレーションサーベイメータTCS-1718を用いた。汚染された土壌は福島県相馬群飯舘村草野小学校の校庭の土、同じく飯舘村の長泥地区の畑の土、および双葉郡浪江町葛久保地区の田圃の土を採取し、試料とした。各採取地区の土壌表面で測定した線量率は次の通りであった。実験には採取地区3ケ所のうち最も線量率の高かった葛久保地区の田圃の土を用いた。草野小学校の校庭の土7.3μSv/h長泥地区の畑の土18.5μSv/h葛久保地区の田圃の土43.4μSv/h以下、本発明を実施例により具体的に説明する。実施例1葛久保地区で採取した田圃の表面の土以下、土壌試料と云う5gと溶離液として4M硝酸30mlを遠沈管容器に入れ、室温、50°Cおよび80°Cの温度で所定時間マイルドな撹拌を行い、処理前後のγ線量を測定してセシウム137の除去率を求めた。結果を表1に示した。4M硝酸の処理温度を上げると、60以上の除去率が得られた。特に、室温から50°Cにすると除去される速度は2倍程度にすることができた。実施例2土壌試料と5gと溶離液として4M塩酸30mlを遠沈管容器に入れ、室温において20分間撹拌し、処理前後のγ線量を測定してセシウム137の除去率を求めた。結果は撹拌時間10分で除去率26.1、撹拌時間20分で除去率45.2であった。実施例3土壌試料と5gと溶離液として1M硫酸30mlを遠沈管容器に入れ、室温において1分間撹拌し、処理前後のγ線量を測定してセシウム137の除去率を求めた。結果は撹拌時間1分で除去率3.1であった。この結果と他の溶離液での結果から、撹拌時間を長くする、処理温度を高くすれば除去効果も上がることが予想できるので、溶離液として硫酸を使用してもセシウム137の除去に効果があることが分かった。実施例4土壌試料と5gと溶離液として1M塩化カリウム水溶液30mlを遠沈管容器に入れ、50°Cにおいて15分間撹拌し、処理前後のγ線量を測定してセシウム137の除去率を求めた。結果は除去率29.4であった。この結果と他の溶離液での結果から、撹拌時間を長くすれば除去効果も上がることが予想できる。実施例5溶離液として2M塩酸、4M塩酸、2M硝酸、4M硝酸を用い、室温で20分間撹拌処理後、3日間静置した時の除去率の進行状況を調べた。結果を表2に示した。表2の結果から静置することにより、セシウム137の除去がさらに進行することが分かった。このことは土壌に吸着したセシウムイオンとその近傍に存在している酸水素イオンとの間で非常に遅い置換反応が起こっていることを意味しているのである。この場合、近傍に存在している酸とは、水溶液中の酸ではない。なぜならば、土壌のセシウムイオンと水溶液中の水素イオンとの交換は不均一反応であり、撹拌していない状態では反応は起こり難いからである。実施例6福島第一原子力発電所4号炉近辺で採取した放射線量36.153kベクレル/Kgのコンクリートを粉砕し、25gを供試料とした。この試料を放射能測定容器に入れ、プリンストンガンマテック社製、ゲルマニウム検出器IGC-521SDにより処理前の放射能測定を行った。このコンクリート片をビーカーに入れ、2Mの塩酸を90ml加えた。コンクリートから泡が出て、液は黄緑色に濁った。室温にて30分間静置した後、コンクリート片を別のビーカーに取り出し、水で2回洗浄した。表面の水を濾紙で拭き取り、放射能測定容器に入れ、処理後の放射能測定を行った。放射能測定は500秒行い、スペクトルの面積比から放射能強度を決定した。放射能強度から除染率を計算したところ、セシウム134からは72.1、セシウム137からは73.1であり、汚染された土壌と同様、コンクリート片においても塩酸による洗浄は有効であることが分かった。図2また、1回洗浄処理後のコンクリート片をさらに1M塩酸80mlに浸し、2日間静置した後、水洗したコンクリート片の放射線強度を測定したところ、セシウム137の除染率は80.1、セシウム134の除染率は80.1であった。さらに、2回処理後のコンクリート片を2Mの塩酸60mlに浸し、2日間静置した後、洗浄し、放射線強度を測定したところ、セシウム137の除染率は87.7、セシウム134の除染率は87.5であった。3回処理後のコンクリート片のセシウム137セシウム134の放射能は4.7Kベクレル/Kgであり、洗浄処理を繰り返すごとに除染率は向上することが分かった。この結果より、塩酸で洗浄することは汚染物の除染に効果があることが分かった。結果を表3に示した。セシウム137とセシウム134は、同位体効果を無視すれば、同じ振る舞いをするが、セシウム137とセシウム134のγ線スペクトル強度は異なるため、それぞれのピークから除染率を算出すると、わずかながら値が異なる。これは測定誤差によるもので、同位体による違いではない。比較例実施例の溶離液の代わりに80°Cの水を用い、土壌試料について実施例と同様の処理を行い、除去率を測定した。撹拌時間は15分である。除去率の測定結果は0.1で、水だけでは土壌中に含まれているセシウム137を除去することはできなかった。以上、実施例1~6の結果から分かるように、溶離液としての強酸の種類、濃度とセシウム137の除去率の関係は、強酸の濃度が濃くなるほど除去率は高くなり、強酸の濃度が同じ場合では、処理温度が高いほど除去率は高くなる。強酸の濃度、処理温度が同じ場合、撹拌時間が長くなるほど除去率は高くなる傾向が見られた。また、比較例で実施した80°Cの水のみで処理しても、ほとんどセシウム137は除去できないことが分かった。このことから、溶離液として強酸を使用することは非常に効果があることが分かった。強酸の濃度を濃く、処理温度を高く、撹拌時間を長くしてもセシウム137の除去率は約70程度で頭打ちになった。これは土壌または瓦礫に含まれているセシウム137は土壌または瓦礫の表面、すなわち土壌または瓦礫を構成している砂またはコンクリートの表面に付着していたり、表面でイオン結合している量は少なく、ほとんどが砂またはコンクリートの細孔部分に入り込んでいるため、ただ単に洗うと云う操作では除去できなかったと考えられる。また、土壌には植物の腐蝕分解物などが含まれていることが多く、セシウム137が分解物に含まれているフミン酸やフルボ酸とキレート結合を起こしているため、強酸で洗うだけでは除去できないと考えられる。そこで砂またはコンクリートの細孔部分に溶離剤が入り込み易くするために、温度を上げたり、撹拌すると云う操作を採用することが本発明を実施するための有効なファクターであることを見出したのである。また、塩化カリウム水溶液が溶離液として使用できるのは、カリウムイオンとセシウムイオンを置換させることにより、塩化セシウムとして除去することができるためである。溶離液としての強酸に2価や3価の金属塩、例えば、塩化カルシウム、塩化バリウム、塩化第二鉄などを添加して金属イオンとセシウムイオンとのイオン交換でセシウムを除去しようとしたが、強酸単独の場合と除去率は変わらなかった。これは、強酸の水素イオンと金属イオンが共存していた場合、水素イオンの存在で金属塩の解離が妨げられるためであると考えられる。また、カルシウムオン、バリウムイオン、第二鉄イオンはセシウムイオンほど土壌または瓦礫に対する親和性が強くないためと考えられる。従って、塩化カリウムの場合では強酸と共存させることなく、塩化カリウム単独で用いることで効果があるのである。