放射性物質に汚染された粉粒体を加熱して少なくともその一部を溶融させ、前記粉粒体に含まれる放射性物質を蒸発させることにより、前記放射性物質を前記粉粒体から分離する加熱分離装置を有するリアクタと、前記リアクタから前記放射性物質の蒸気を回収する手段と、を有することを特徴とする放射性物質の除染システム。前記加熱分離装置で加熱される前の粉粒体を洗浄水で洗浄し、前記粉粒体から前記放射性物質を前記洗浄水中に溶け出させる水洗装置と、前記洗浄水中に溶け込んだ放射性物質を吸着剤に吸着させ、前記洗浄水から前記放射性物質を分離回収する吸着回収装置と、をさらに有することを特徴とする請求項1記載のシステム。前記水洗装置で水洗浄した後の粉粒体を分級する手段をさらに有することを特徴とする請求項1又は2のいずれか1項記載のシステム。前記回収手段は、前記放射性物質の蒸気を水中に導入して放射性物質を水のなかに溶かし込む水封ポンプと、前記水封ポンプからの放射性物質溶解水を吸着剤に接触させ、前記放射性物質溶解水の放射性物質を前記吸着剤に吸着させる第2の吸着回収装置と、を有することを特徴とする請求項1乃至3のいずれか1項記載のシステム。前記回収手段は、前記加熱分離装置で生成した放射性物質の蒸気を吸引し、吸引蒸気を水中に潜らせて急冷するとともに放射性物質を水に溶解させる水封ポンプと、前記水封ポンプから気液混合物が送られ、該気液混合物に含まれる固形物をろ過するろ過膜を有する膜モジュールと、内部に封液が収容され、前記膜モジュールを通過した気液混合物を前記封液と接触させ、前記封液により該気液混合物から液分を除去し、前記気液混合物から液分が除去された排ガスを排出する一方で、前記水封ポンプに前記封液を送る汚染水タンクと、を有することを特徴とする請求項1乃至3のいずれか1項記載のシステム。前記加熱分離装置は、粉粒体を局部加熱して該粉粒体の少なくとも一部を溶融させ、粉粒体に含まれる放射性物質を気化させる熱プラズマトーチであることを特徴とする請求項1乃至5のいずれか1項記載のシステム。プラズマ生成用ガスとして空気、酸素、窒素、CO及びCO2からなる群より選択される1種又は2種以上のガスを前記熱プラズマトーチに供給するためのガス供給手段をさらに有することを特徴とする請求項6記載のシステム。前記熱プラズマトーチで加熱される前の粉粒体に還元剤を添加する還元剤添加装置をさらに有することを特徴とする請求項6又は7のいずれか1項記載のシステム。前記熱プラズマトーチで加熱される前の粉粒体に融点降下剤を添加する融点降下剤添加装置をさらに有することを特徴とする請求項6乃至8のいずれか1項記載のシステム。前記熱プラズマトーチに還元性ガスを供給する還元性ガス供給源をさらに有することを特徴とする請求項6乃至9のいずれか1項記載のシステム。前記粉粒体に炭素源を添加する炭素源添加装置をさらに有することを特徴とする請求項6乃至10のいずれか1項記載のシステム。a放射性物質に汚染された粉粒体を水洗浄し、水洗浄した粉粒体を乾燥させ、b乾燥させた粉粒体を分級し、c分級した粉粒体のうち粒径の小さい粘土質の粉粒体を加熱分離装置により加熱し、少なくともその一部を溶融させ、前記粘土質の粉粒体に含まれる放射性物質を蒸発させ、これにより放射性物質を前記粘土質の粉粒体から分離し、d分離した放射性物質を回収する、ことを特徴とする放射性物質の除染方法。前記工程cの加熱分離装置に還元性ガスを用いてプラズマを生成する非平衡熱プラズマトーチを用いることを特徴とする請求項12記載の方法。前記工程cの加熱分離装置に水蒸気を用いてプラズマを生成する高周波熱プラズマトーチを用いることを特徴とする請求項12記載の方法。しかしながら、特許文献1に記載されている従来技術は、放射性セシウムを固定用セラミックスのなかに閉じ込めることを目的とするものであり、土壌のなかに浸入して土壌粒子と物理的化学的に吸着した放射性セシウムを分離して回収するものではないため、土壌の除染に利用することができない。土壌は多種多様な粒子が集合した粉粒体であるが、代表的な日本国内の土壌の成分は質量で砂70、礫10、シルト10、粘土10といわれている。これらのうち粒径2μm以下の粘土粒子は、他の粒子より比表面積が大きく、反応性に富み粘着性と凝集性がともに高く、放射性セシウムと強く結びついているため、粘土から放射性セシウムを分離するのは容易ではないといわれている。また、風化の進んだ雲母やバーミキュライトおよびマイカは、セシウムを容易に放出しないフレイドエッジと呼ばれるサイトを有するため、これらに沈着した放射性セシウムを分離することは一般に難しいとされている。また、放射性セシウムは土壌に沈着した後に、時間の経過とともに土壌により強固に保持されるようになることが知られていることから、放射性セシウムの分離に必要な消費エネルギー量が増加するおそれがある。さらに、浄水汚泥や下水汚泥は放射性物質が高濃度に濃縮されるため、汚染土壌と同様に処理する必要がある。放射性セシウムを分離するのに必要とされるエネルギー量は膨大であるため、可能な限り少ないエネルギー消費量で高効率に土壌や汚泥から放射性物質を分離回収する技術の開発が求められる。ここに記載する実施の形態は上記の課題を解決するためになされたものであり、汚染された土壌や汚泥から少ないエネルギー消費量で効率よく放射性物質を分離回収することができる放射性物質の除染システムを提供することを目的とする。実施形態に係る放射性物質の除染システムは、放射性物質に汚染された粉粒体を加熱して少なくともその一部を溶融させ、前記粉粒体に含まれる放射性物質を蒸発させることにより、前記放射性物質を前記粉粒体から分離する加熱分離装置を有するリアクタと、前記リアクタから前記放射性物質の蒸気を回収する手段と、を有することを特徴とする。ここに記載する種々の実施の形態を以下に説明する。1実施形態に係る放射性物質の除染システムは、放射性物質に汚染された粉粒体を加熱して少なくともその一部を溶融させ、前記粉粒体に含まれる放射性物質を蒸発させることにより、前記リアクタから前記放射性物質を前記粉粒体から分離する加熱分離装置を有するリアクタと、前記放射性物質の蒸気を回収する手段とを有する。上記実施形態のシステムによれば、放射性物質に汚染された粉粒体から少ないエネルギー消費量で効率よく放射性物質を分離回収することができる。放射性セシウムは低沸点沸点6784°Cの揮発性核種であるため、約700°C以上に加熱すれば蒸発させることができる。そして、回収手段により放射性物質の蒸気を気化した直後に回収することができる。この場合に、放射性物質の蒸気が凝縮凝結しないように、回収手段をリアクタの直ぐ下流に設けることが望ましい。上記実施形態において処理対象となりうる粉粒体は、土壌、浄水汚泥、下水汚泥、飛灰、スラグおよびコンクリートなどを挙げることができる。これらの粉粒体は飛散しやすいために、リアクタの排ガス口に直結する回収手段として集塵装置を取り付け、リアクタから飛散してくる粉粒体を集塵する必要がある。このような集塵装置としてサイクロンを用いることが好ましい。さらにサイクロンに続く下流ラインにバグフィルタおよびヘパフィルタを設置することができる。上記実施形態の除染システムは、下水処理場等から発生した汚泥等の減容化、再資源化に用途がある。2上記1のシステムにおいて、前記加熱分離装置で加熱される前の粉粒体を洗浄水で洗浄し、前記粉粒体から前記放射性物質を前記洗浄水中に溶け出させる水洗装置と、前記洗浄水中に溶け込んだ放射性物質を吸着剤に吸着させ、前記洗浄水から前記放射性物質を分離回収する吸着回収装置と、をさらに有することが好ましい図1。上記実施形態のシステムでは、粉粒体の前処理を行うために水洗装置と吸着回収装置をさらに設けることにより、加熱分離装置で加熱する前の粉粒体から水に溶出しやすい部分の放射性物質水溶性の放射性物質を粉粒体から予め分離することができ、加熱分離装置にかかる負荷が軽減され、これにより除染に使用されるエネルギー消費量が大幅に削減される。吸着回収装置で用いる吸着剤としてゼオライト、珪チタン酸塩、プルシアンブルー、活性炭のうちのいずれか1種又は2種以上の組み合わせを用いることができる。3上記1または2のいずれかのシステムにおいて、前記水洗装置で水洗浄した後の粉粒体を分級する手段をさらに有することが好ましい図1。上記実施形態のシステムによれば、放射性物質で汚染された土壌の表層を削り取り、削り取った土壌を分級することで、放射性物質を多く含む粘土質の粉粒体を放射性物質を少なく含む砂や礫などの他の粉粒体から分別でき、処理対象とすべき粉粒体の量を削り取った土壌の約110まで減量化することが期待できる。放射性セシウムは、砂や礫などの粒径の大きい粉粒体よりも粒径の小さい粘土質の粉粒体に対して選択的かつ優先的に吸着しているからである。4上記1乃至3のいずれかのシステムにおいて、前記回収手段は、前記放射性物質の蒸気を水中に導入して放射性物質を水のなかに溶かし込む水封ポンプと、前記水封ポンプからの放射性物質溶解水を吸着剤に接触させ、前記放射性物質溶解水の放射性物質を前記吸着剤に吸着させる第2の吸着回収装置と、をさらに有することが好ましい図1、図2~図4。上記実施形態のシステムでは、水封ポンプのポンプ室をリアクタの排ガス口に連通させているので、リアクタからの放射性物質の蒸気はほとんど凝結することなく大部分が水封ポンプに送られ、ポンプ室内の封水中に導入された直後に急冷される。急冷された放射性物質の蒸気はそのまま水に溶解するか又は一旦固化して微粒子となるが、放射性物質の微粒子は回転駆動される羽根車により水中で撹拌混合され、速やかに水中に溶け込むため、放射性物質の蒸気のほぼ100が水に溶解する。次いで、放射性物質溶解水を水封ポンプから第2の吸着回収装置に送り、放射性物質溶解水に含まれるイオン化した放射性物質を吸着剤に吸着させて回収することができる。5上記1乃至4のいずれかのシステムにおいて、前記回収手段は、前記加熱分離装置で生成した放射性物質の蒸気を吸引し、吸引蒸気を水中に潜らせて急冷するとともに放射性物質を水に溶解させる水封ポンプと、前記水封ポンプから気液混合物が送られ、該気液混合物に含まれる固形物をろ過するろ過膜を有する膜モジュールと、内部に封液が収容され、前記膜モジュールを通過した気液混合物を前記封液と接触させ、前記封液により該気液混合物から液分を除去し、前記気液混合物から液分が除去された排ガスを排出する一方で、前記水封ポンプに前記封液を送る汚染水タンクと、を有することが好ましい図3。上記実施形態のシステムでは、水封ポンプと汚染水タンクとの間に膜モジュールを設けているので、気液混合物に含まれる固形分サイクロンで集塵しきれなかった排ガス中のダストが除去され、系外への放射性物質の漏れ出しが有効に防止される。膜モジュールのろ過膜には多孔質の金属膜を用いることが望ましい。金属膜は樹脂膜に比べて熱に強く、また酸やアルカリにも比較的強いからである。金属膜には耐熱性と耐食性を兼ね備えたステンレス鋼、チタン、チタン合金などを用いることができる。また、水封ポンプと第2の吸着回収装置との間に汚染水タンクを設けているので、水封ポンプから排出される気液混合物の液分に含まれる放射性物質の系外排出を有効に回避することができる。6上記1乃至5のいずれかのシステムにおいて、前記加熱分離装置は、粉粒体を局部加熱して該粉粒体の少なくとも一部を溶融させ、粉粒体に含まれる放射性物質を気化させる熱プラズマトーチであることが好ましい図5。上記実施形態のシステムでは、粉粒体の加熱に熱プラズマトーチを用いることにより以下に列記する効果が得られる。i熱プラズマは高エネルギー密度かつ高温であることから、処理速度および反応速度が速い。ii熱プラズマが関与する伝熱速度は高速なので、プロセスのスタートアップやシャットダウンを迅速に行うことができる。iii熱プラズマではガスの使用量が少ないため、後工程の排ガス処理にかかる負荷が小さい。このため排ガス処理装置を小型化することができというメリットがある。なお、熱プラズマトーチの他に加熱分離装置として高周波加熱装置を用いることができる第3の実施形態。高周波加熱装置は、起動してから定常状態に移行するまでの期間が短く加熱動作の立ち上がりが速いというメリットがある。7上記6のシステムにおいて、プラズマ生成用ガスとして空気、酸素、窒素、CO及びCO2からなる群より選択される1種又は2種以上のガスを前記熱プラズマトーチに供給するためのガス供給手段をさらに有することが好ましい図5。上記実施形態のシステムでは、プラズマ生成用ガスにアルゴンなどの不活性ガスではなくエンタルピーの高い空気や酸素などを用いるので、生成されるプラズマの温度をさらに高温にすることができる。8上記6または7のいずれかのシステムにおいて、前記熱プラズマトーチで加熱される前の粉粒体に還元剤を添加する還元剤添加装置をさらに有することが好ましい図8、図9。上記実施形態のシステムでは、加熱前の粉粒体に還元剤として金属アルミニウムを添加する。鉄とクロムを含む材料を大気雰囲気中で溶融すると、酸化クロム融点約2000°Cが生成され、スラグの流動性がなくなる。このため、酸化物の生成エネルギーがクロムより低いアルミニウムを酸化クロムの還元剤として添加する。アルミニウムの添加により粉粒体の溶融物を覆うスラグ中にAl2O3が生成される。Al2O3は両性酸化物であり、塩基性酸化物に添加される場合は酸性、酸性酸化物に添加される場合は塩基性として作用する。アルカリ金属であるセシウムも塩基性の挙動を示す。本実施形態に用いるスラグ組成の範囲において、Al2O3を酸性酸化物、スラグに検出した鉄は塩基性酸化物のFeOとして塩基度B4に反映させることで、塩基度B4の増加によりセシウムの蒸発速度定数が増加する結果が得られるという知見を本発明者らは得ている図10。スラグの塩基度が増加するとアルカリ金属であるセシウムの活量も増加する。この理由は、塩基性成分の増加または三次元のネットワーク構造を構成する酸性成分の減少により正四面体の基本構造を主体とする陰イオンの重合度が小さくなり、アルカリ金属の前記三次元ネットワーク構造内での捕捉力が弱まり、セシウム活量が大きくなるからであると推測されているからである。9上記6乃至8のいずれか1のシステムにおいて、前記熱プラズマトーチで加熱される前の粉粒体に融点降下剤を添加する融点降下剤添加装置をさらに有することが好ましい図8、図10。上記実施形態のシステムでは、融点降下剤として生石灰を加熱前の粉粒体に添加する。塩基性酸化物であるCaOは酸素を解離し、三次元のネットワーク構造の網目を修飾する成分ネットワークモディファイアーとして作用し、スラグの融点を降下させる働きがある。プラズマ生成用ガスとして不活性ガスであるアルゴンガスを用いるよりも空気エアを使用するほうが消費電力は少ないが、スラグの融点を下げるために融点降下剤を粉粒体に添加しないと、粉粒体を約2000°C近くの高温まで加熱する必要がある。このために加熱前の粉粒体に融点降下剤を添加し、粉粒体を高温まで加熱することが不要になり、エネルギー消費量が大幅に低減される。10上記6乃至9のいずれか1のシステムにおいて、前記熱プラズマトーチに還元性ガスを供給する還元性ガス供給源をさらに有することが好ましい図2。上記実施形態のシステムでは、還元性ガスとしてCO、CO2、水素のいずれかを用いることができる。熱プラズマトーチに還元性ガスを供給することにより、粉粒体に含まれる微量の金属が酸化して高融点の酸化物例えば酸化クロムが生成されにくくなり、溶融物の流動性を低下させること、あるいは溶融物の表面に高融点酸化物の膜が形成されることが防止され、溶融物表面から放射性物質が蒸発しやすくなる。11上記6乃至10のいずれか1のシステムにおいて、粉粒体に炭素源を添加する炭素源添加装置をさらに有することが好ましい図8。上記実施形態のシステムでは、炭素源として木片などの有機物を粉粒体に添加することができる。粉粒体の加熱時に炭素源から発生するCOガスが溶融中の対象物に含まれる酸化物の酸素を奪い、金属が酸化して高融点の酸化物が生成されるのを有効に防止することができる。このように炭素源は還元剤として作用し、その添加により熱プラズマでの溶融物スラグの温度を約800°Cまで昇温することが可能になる。12実施形態に係る放射性物質の除染方法は、a放射性物質に汚染された粉粒体を水洗浄し、水洗浄した粉粒体を乾燥させ、b乾燥させた粉粒体を分級し、c分級した粉粒体のうち粒径の小さい粘土質の粉粒体を加熱分離装置により加熱し、少なくともその一部を溶融させ、前記粘土質の粉粒体に含まれる放射性物質を蒸発させ、これにより放射性物質を前記粘土質の粉粒体から分離し、d分離した放射性物質を回収する。上記実施形態の方法によれば、放射性物質に汚染された粉粒体から少ないエネルギー消費量で効率よく放射性物質を分離回収することができる。13上記12の方法において、前記工程cの加熱分離装置に還元性ガスを用いてプラズマを生成する非平衡熱プラズマトーチを用いることが好ましい。上記実施形態の方法では、還元性ガスとしてCO、CO2、水素のいずれかを用いる。熱プラズマトーチに還元性ガスを供給することにより非平衡熱プラズマが生成され、粉粒体に含まれる微量の金属が還元され酸化されにくくなり、溶融物の流動性を低下させること、および溶融物の表面に高融点の酸化物例えば酸化クロムの膜が形成されることが有効に防止される。その結果、溶融物の表面から放射性物質が蒸発しやすくなる。14上記12の方法において、前記工程cの加熱分離装置に水蒸気を用いてプラズマを生成する高周波熱プラズマトーチを用いることが好ましい。上記実施形態の方法では、高周波熱プラズマトーチ用ガスに水蒸気を用いることにより、高周波熱プラズマ中に還元力の強い水素イオンが生成され、還元雰囲気が強化される。これにより溶融物の表面に高融点酸化クロム膜の形成が防止され、溶融物の流動性が良好になり、溶融物の表面から放射性物質が蒸発しやすくなる。このようなRF水素熱プラズマを誘導加熱炉などと組み合わせると、粉粒体からの放射性物質の分離がさらに高効率になることを期待できる。なお、水蒸気のみではプラズマを発生させることができないので、まず最初にアルゴンなどの点弧用のイグニッションガスをプラズマトーチに供給してプラズマを発生させ、生成したプラズマが安定した後に、水蒸気をプラズマトーチに導入するようにする。以下、添付の図面を参照して種々の好ましい実施の形態を説明する。まず図1を参照して汚染土壌を除染するときの全体の流れを説明する。汚染土壌S1を処理可能なロット量ずつに分け、分けた1ロット量の汚染土壌S1を水洗浄設備21で水洗浄する。洗浄済みの水を沈殿設備22に送り、土壌粒子を沈殿させ、沈殿土壌S5と水とに分離する。分離した水を吸着回収装置23へ送り、水中の放射性セシウムイオンをゼオライトなどの吸着剤に吸着させる。放射性セシウムを吸着した吸着剤は、焼却炉25で焼却するか又はプラズマ溶融固化装置26で溶融固化されることにより減量固定化される。焼却炉25から出てくる焼却灰とスラグもさらにプラズマ溶融固化装置26で溶融固化され、最終的には管理廃棄場において回収保管される。一方、水洗浄された土壌S2を乾燥後に分級装置24にかけ、土壌C1と土壌S3と土壌S4とにふるい分ける。土壌C1は、粒径の細かい粘土質の汚染土壌であり、分級された粉粒体のなかでは最も高濃度に放射性セシウムを含んでいる。土壌S3は、シルトまたは粒径の小さい砂粒子を含む汚染土壌であり、分級された粉粒体のなかでは低濃度の放射性セシウムを含んでいる。土壌S4は、礫または粒径の大きい砂粒子を含む浄化土壌であり、水洗浄によって放射性セシウムがほぼ完全に除去されている。これらのうち粒径の細かい粘土質の汚染土壌C1は、本発明の除染システムに送られ、加熱分離装置により高温に加熱され、放射性物質の無い浄化土壌C4と放射性物質を含む排ガス放射性セシウム蒸気とに分離される。分離された排ガス中の放射性セシウムは、吸着回収装置23の吸着剤に吸着させた後に、プラズマ溶融固化装置26で溶融固化されることにより減量化され、最終的には管理廃棄場において回収保管される。また、汚染土壌S3は、焼却炉25で焼却して焼却灰とスラグとに減量化した後に、本発明の除染システムに送られ、加熱分離装置により高温に加熱され、放射性物質の無い浄化土壌C4と放射性物質を含む排ガス放射性セシウム蒸気とに分離される。分離された排ガス中の放射性セシウムは、吸着回収装置23の吸着剤に吸着させた後に、プラズマ溶融固化装置26で溶融固化されることにより減量固定化され、最終的には管理廃棄場において回収保管される。第1の実施形態図2~図7を参照して第1の実施形態の放射性物質の除染システムを説明する。第1の実施形態の除染システム1は、図2に示すように、破砕機2、加熱分離装置としてのプラズマトーチ4を内蔵するリアクタ3、サイクロン5、水封ポンプ6、2つの熱交換器7172、ろ過膜モジュール8、汚染水タンク9、フィルター10および吸着回収装置23を有し、周辺付帯設備としてプラズマトーチ用還元ガス供給装置43、プラズマトーチ用水循環冷却器44および図示しない冷却水供給設備、排ガス処理設備、排水処理設備、制御器などを備えている。これらの装置や機器類は配管ラインやコンベアラインなどにより相互に接続され、粉粒体、水、ガスが通流するようになっている。また、配管ラインの適所には各種のポンプ、バルブ、センサがそれぞれ取り付けられ、図示しない制御器に検出信号が送られ、制御器により除染システム1の全体が統括的にコントロールされるようになっている。破砕機2は、水洗浄乾燥され分級された汚染土壌C1を受け入れ、土壌C1を粒子がばらばらの状態の粉粒体になるように破砕し、破砕した土壌C1を図示しない送給装置を介してリアクタ3内のプラズマトーチ4の粉粒体供給流路47に送るものである。なお、土壌C1が湿分を含んで凝集している場合は、土壌C1を図示しない乾燥機で加熱して乾燥させた後にプラズマトーチ4に送給するようになっている。リアクタ3は、処理対象となる汚染土壌C1を加熱して放射性物質を蒸発させ、土壌から放射性物質を分離するものであり、そのために加熱分離装置としてのプラズマトーチ4を内蔵している。リアクタ本体31は、拡張側部32、上部吸引部33、排気口34、回収口35、下部ホッパー36および排出口37を備えている。リアクタ本体31は、全体が円筒状または角筒状の縦型容器であり、上方に放射性セシウムの蒸気49を排出するための漸次縮径する上部吸引部33が形成され、下方に溶融物スラグC3を集めるための一様な円筒状の下部ホッパー36が形成され、中間部に側方に張り出す拡張側部32が形成されている。拡張側部32にはプラズマトーチ4が配置されている。プラズマトーチ4は、陽極41、陰極42、噴射口45および粉粒体供給流路47を有し、粉粒体を約700°C以上700°C~800°Cの高温に加熱して粉粒体の少なくとも一部を溶融させるものである。粉粒体供給流路47は、陰極42から噴射口45までの間のところで陽極41の内周壁に開口している。棒状の陰極42は環状の陽極41のなかに挿入されている。陽極41と陰極42の相互間スペースがプラズマトーチ用還元性ガス供給源43の流路に連通している。プラズマトーチ用還元性ガス供給源43からは還元性ガスとしてCO2ガスが供給されるようになっている。また、陽極41陰極42の相互間スペースは噴射口45に連通している。また、粉粒体供給流路47は陽極41陰極42の相互間スペースに連通している。また、陽極41の内部流路図示せずにはプラズマトーチ用水循環冷却器44の流路が連通している。また、陽極41および陰極42は図示しない給電回路を介して電源に接続されている。ガス供給源43から還元性ガスを陽極41陰極42の相互間スペースに供給し、電源から所望の高周波高電圧を陽極41陰極42間に印加すると、両極4142間に放電アーク46が発生して非平衡熱プラズマが生成され、プラズマトーチ4の噴射口45からリアクタ本体31の中央スペースに向かってプラズマジェット48が噴射されるようになっている。さらに、破砕機2の送給装置図示せずから粉粒体供給流路47を介して陽極41陰極42の相互間スペースに汚染土壌C1を供給すると、噴射口45からプラズマジェット48とともに汚染土壌C1がリアクタ本体31内に噴射され、プラズマジェット48により700°C以上の高温に加熱されて汚染土壌C1の全部または一部が溶融し、汚染土壌C1に含まれる放射性セシウムが蒸発し、放射性セシウムの蒸気48が排ガスとともに上部排気口34を通ってサイクロン5に排出されるようになっている。一方、プラズマジェット48により溶融された溶融物は降温しながら降下し、凝固してスラグC3となり、リアクタ下部のホッパー36に沈降集積するようになっている。リアクタ下部ホッパー36に集積したスラグC3の量が所定量を超えるか、または所定時間が経過した後に、図示しないダンパーを開けて排出口37を介してリアクタ3からスラグC3が排出されるようになっている。排出されたスラグC3はそのままか又は分級された後に浄化土壌C4として回収されるようになっている。なお、リアクタの下部ホッパー36にはサイクロン5の粉粒体回収配管55に連通する回収口35が開口し、サイクロン5で集塵した粉粒体排ガス中のダストがリアクタの下部ホッパー36に回収されるようになっている。サイクロン5は、排ガスダクト53を介してリアクタ上部吸引部33の排出口34に接続され、リアクタ3からのセシウム蒸気49を含む排ガスを分離回収処理するものである。粉粒体は飛散しやすいために、リアクタの排ガス口34に直結する回収手段として集塵装置を取り付け、リアクタ3から飛散してくる粉粒体を集塵する必要がある。このような集塵装置としてサイクロン5を用いる。さらにサイクロン5に続く下流ラインにバグフィルタおよびヘパフィルタを設置するようにしてもよい。サイクロン5は、円筒上部51、縮径下部52、排ガスダクト53、排ガス集塵ダクト54および粉粒体回収配管55を有する。遠心分離された比重の大きい固形分粉粒体、ダストはサイクロン下部の粉粒体回収配管55を通ってリアクタの下部ホッパー36に戻されるようになっている。一方、遠心分離された比重の小さいガス分セシウム蒸気49を含む排ガスはサイクロン上部の排ガス集塵ダクト54を通って水封ポンプ6に送られるようになっている。図3と図4を参照して水封ポンプ6および水封ポンプ6を含む回路について詳しく説明する。水封ポンプ6は、ポンプケーシング61、羽根車図示せず、羽根車の回転駆動軸62、吸引口63および排気口64を有し、サイクロン5から送られてくる排ガスを封液である水中に潜らせ、排ガスに含まれる放射性セシウム蒸気49を水に溶け込ませて回収するものである。水封ポンプ6のポンプケーシング61内には封液としての水が充填されている。水封ポンプ6の羽根車は、ポンプケーシング61内において上方に偏心した位置となるように回転駆動軸62に支持されている。吸引口63と排気口64はポンプケーシング61の上部にそれぞれ設けられている。吸引口63はサイクロンの排ガス集塵ダクト54に接続されている。排気口64は気液混合物ラインL1に接続されている。図4に示すように、気液混合物ラインL1は、水封ポンプ6から第1の熱交換器71と金属膜モジュール8を経由して汚染水タンク9までの間に設けられている。第1の熱交換器71は排ガスと水を含む気液混合物を冷却するクーラーである。金属膜モジュール8は、ろ過膜として例えばステンレス鋼からなる多孔膜またはメッシュ膜を内蔵し、気液混合物から固形物放射性物質を含むを除去するろ過器である。汚染水タンク9は、図3に示すように、タンク本体91、吸引口92、排気口93、排液口94および封液95を有し、放射性セシウムが溶け込んだ汚染水を集めて一時的に貯留し、汚染水の放射性セシウム濃度が一定値を超えたときにドレインラインL5を介して吸着回収装置23に排出するものである。タンク本体91に集められた汚染水は封液として作用し、気液混合物ラインL1を通って吸引口92からタンク本体91に流入する気液混合物のうちガス成分は上部の排気口93からベントラインL2のフィルター10を通って大気中に排気されるようになっている。また、汚染水タンク9の下部は再利用循環ラインL3を介して第2の熱交換器72が接続され、さらに第2の熱交換器72は再利用循環ラインL4を介して水封ポンプ6の下部に接続されている。すなわち、水封ポンプ6→第1の熱交換器71→金属膜モジュール8→汚染水タンク9→第2の熱交換器72→水封ポンプ6を循環する循環ラインが形成され、汚染水タンク9内の汚染水が第2の熱交換器72において再利用させるようになっている。吸着回収装置23は、ドレインラインL5を介して汚染水タンク9の底部に接続され、放射性セシウム濃度が所定の閾値を超える汚染水がタンク9から送られ、汚染水に含まれる放射性セシウムを吸着剤に吸着して回収するものである。吸着回収装置23で吸着回収した放射性セシウムは、最終的には管理廃棄場へ送られ、管理下で保管されるようになっている。次に上記実施形態の作用を説明する。汚染土壌C1を破砕機2で破砕し、破砕した汚染土壌C1を所望のタイミングでプラズマトーチ4に供給できるように準備する。ガス供給源43から還元性ガスを陽極41陰極42の相互間スペースに供給し、電源から所望の高周波高電圧を陽極41陰極42間に印加し、両極4142間に放電アーク46を発生させて非平衡熱プラズマを生成する。これにより、プラズマトーチ4の噴射口45からリアクタ本体31の中央スペースに向かってプラズマジェット48を噴射させる。熱プラズマは局所熱平衡状態LTEにあると仮定され、このLTE仮定に基づいて熱プラズマ中における質量、運動量、エネルギー輸送現象などがこれまでに説明されてきている。しかし、実際にはLTEは熱プラズマの一部分にしか成り立たないと言われており、急激な状態変化を伴う熱プラズマの挙動を把握するには反応論的非平衡性や熱的非平衡性などの理論を駆使する非平衡モデルで説明されるようになってきているJPlasmaFusionVol87No8p5395442011年8月。粒子の解離、再結合、電離などの反応の速度は有限であり、瞬時に反応平衡状態に到達しないからである。次いで、破砕機2の送給装置図示せずから粉粒体供給流路47を介して陽極41陰極42の相互間スペースに汚染土壌C1を供給し、噴射口45からプラズマジェット48とともに汚染土壌C1をリアクタ本体31内に噴射させる。汚染土壌C1は、プラズマジェット48により700°C以上の高温に加熱され、その全部または一部が溶融し、これに含まれる放射性セシウムが蒸発し、放射性セシウムの蒸気48が排ガスとともに上部排気口34を通ってサイクロン5に排出される。本実施形態では、プラズマトーチ用還元性ガスとしてCO、CO2、水素のいずれかを用いる。熱プラズマトーチに還元性ガスを供給することにより非平衡熱プラズマが生成され、粉粒体に含まれる微量の金属が還元され酸化されにくくなり、溶融物の流動性を低下させること、および溶融物の表面に高融点の酸化物例えば酸化クロムの膜が形成されることが有効に防止される。その結果、溶融物の表面から放射性物質が蒸発しやすくなる。サイクロン5ではリアクタ3からのセシウム蒸気49を含む排ガスを遠心分離により分離回収処理する。セシウム蒸気49は、排ガスとともに排ガス集塵ダクト54を通って水封ポンプ6に送られる。一方、比重の大きい粉粒体や金属粒子などの固形分は配管55を通ってリアクタの下部ホッパー36に送られる。リアクタ3からの放射性セシウムの蒸気49はほとんど凝結することなく大部分が水封ポンプ6に送られ、ポンプ室61内の封水中に導入された直後に急冷される。急冷された放射性セシウムの蒸気はそのまま水に溶解するか又は一旦固化して微粒子となるが、放射性物質の微粒子は回転駆動される羽根車により水中で撹拌混合され、速やかに水中に溶け込むため、放射性セシウム蒸気49のほぼ100が水に溶解する。次いで、放射性物質溶解水を水封ポンプ6から第2の吸着回収装置23に送り、放射性物質溶解水に含まれるイオン化した放射性セシウムを吸着剤に吸着させる。吸着回収装置23で吸着回収した放射性セシウムは、最終的には管理廃棄場へ送られ、管理下で長期間保管される。上記実施形態の除染システムによれば、放射性セシウムに汚染された粉粒体から少ないエネルギー消費量で効率よく放射性セシウムを分離回収することができる。放射性セシウムは低沸点沸点6784°Cの揮発性核種であるため、約700°C以上に加熱すれば蒸発させることができる。さらに、水封ポンプなどを含む回収手段69により放射性セシウムの蒸気を気化した直後に大部分を回収することができる。図5は、縦軸にスラグからのセシウムの蒸発率をとり、木片を投入した条件でそれぞれ空気比を05と02とに変えた条件、および、木片を投入しない条件で、鉄と灰をCOガスを含む雰囲気で溶融した条件No1と鉄と灰を空気雰囲気で溶融した条件No2のそれぞれについてスラグ層への放射性セシウムの捕捉率を調べた結果を示すグラフ図である。木片を投入した条件ではセシウム蒸発率がそれぞれ20、70であった。木片を投入しない条件ではセシウム蒸発率がそれぞれ40、20であった。熱プラズマの応用の一例として金属の精錬方法がある。すなわち、金属化合物例えばハロゲン化物の熱分解や不均化反応を熱プラズマ高温下で進行させ、目的金属を得る方法である。その応用として、下式1に従ってある種の鉱物複合酸化物をその成分に分解する事例が報告されている。MnSiO2→MnOSiO2...1還元反応への熱プラズマの応用は、非常に有望である。その1つは、金属酸化物の炭素還元であり、低温では大きい負の生成自由エネルギー値をもつ酸化物でも高温になるほど小さい負の値になり、やがて正の値に変わるものが多い。一方、一酸化炭素COの生成自由エネルギー値は高温になるほど大きい負の値になるので、下式2の反応の平衡関係は高温ほど右に傾いて、金属Mを得るには優位になる。MmOn→mMnCO...2これと同じ反応が熱プラズマの溶融炉でも観測されている。低レベル放射性雑固体廃棄物のプラズマ溶融時のセシウムの捕捉率を測定した結果を前述の図5に示した。この図から明らかなように、CO雰囲気でのプラズマ加熱が酸化物溶融スラグから放射性セシウムを分離するのに有効であるということを推測することができる。図6は、横軸にスラグの塩基度をとり、縦軸にセシウム蒸発速度定数k×106msをとって、溶融スラグの表面積を415cm2とした条件でスラグ塩基度がセシウム蒸発速度に及ぼす影響を調べた結果を示す特性線図である。この図から明らかなように、スラグ中の塩基濃度が高いほどセシウム蒸発速度が大きくなり、セシウムが蒸発しやすい状態になる。図7は、横軸に温度をとり、縦軸にセシウム蒸発速度定数kcmsをとって、電気炉とプラズマ溶融炉とでそれぞれセシウムを蒸発させ、両者を比較した結果を示す特性線図である。図中にて特性線AはCsAlSiO4の蒸発速度線、特性線BはCsAlSi2O5の蒸発速度線、特性線CはCsAlSi5O12の蒸発速度線をそれぞれ示す。高温の気液反応系では、溶液からの蒸発過程を1ガス側物質移動、2溶液表面からの蒸発速度、3液側物質移動の3つに大別することができる。溶融スラグからのセシウムの蒸発においては、液側物質移動は溶融スラグの粘性に大きく依存し、溶液表面からの蒸発速度は溶融スラグの化学組成に大きく依存する。ちなみに溶融スラグの粘性は、1500°C以上の温度域ではスラグ組成に対しては差がない。プラズマ溶融炉のセシウム蒸発速度は、溶融スラグの温度が1900~2100Kとしたときの蒸発速度係数と一致している。これは、炉内温度が1550°Cと低い場合であっても、熱プラズマ近傍の大部分の温度が1900Kであることを考慮すると非常によく一致している。第2の実施形態次に図8~図10と図5を参照して第2の実施形態を説明する。なお、本実施形態が上記の実施形態と重複する部分の説明は省略する。本実施形態の除染システム1Aでは、プラズマ生成用ガスとして水蒸気が供給される水蒸気高周波熱プラズマトーチ4Aを加熱分離装置に採用している。この水蒸気高周波熱プラズマトーチ4Aには、還元剤添加装置としてのアルミニウム添加ホッパー11からアルミニウム金属粉が供給され、かつ、融点降下剤添加装置としての生石灰添加ホッパー12から生石灰CaO粉が供給されるようになっている。また、本実施形態の除染システム1Aは、リアクタ3A内に処理対象の粉粒体を直接送給する破砕機2の送給装置と、リアクタ3A内の粉粒体に炭素源として木片を添加投入する炭素源添加装置としての木片添加ホッパー13とをさらに有している。本実施形態では、高周波熱プラズマトーチ用ガスに水蒸気を用いることにより、高周波熱プラズマ中に還元力の強い水素イオンが生成され、還元雰囲気が強化される。これにより溶融物の表面に高融点酸化クロム膜の形成が防止され、溶融物の流動性が良好になり、溶融物の表面から放射性物質が蒸発しやすくなる。このような水蒸気RF熱プラズマを誘導加熱炉などと組み合わせると、粉粒体からの放射性物質の分離がさらに高効率になることを期待できる。なお、水蒸気のみではプラズマを発生させることができないので、まず最初にガス供給源43からアルゴンなどの点弧用のイグニッションガスをプラズマトーチ4Aに供給してプラズマを発生させ、生成したプラズマが安定した後に、水蒸気をプラズマトーチ4Aに導入するようにする。図9のCaO-Al2O3二元状態図に示すように、CaO-Al2O3スラグの溶融可能範囲はAl2O3の量が約40~80の範囲である。本実施形態の除染システム1Aでは、加熱前の粉粒体に酸化クロムの還元剤としてアルミニウム金属粉を添加する。鉄とクロムを含む材料を大気雰囲気中で溶融すると、酸化クロム融点約2000°Cが生成され、スラグの流動性がなくなる。このため、酸化物の生成エネルギーがクロムより低いアルミニウムを酸化クロムの還元剤として添加する。アルミニウムの添加により粉粒体の溶融物を覆うスラグ中にAl2O3が生成される。Al2O3は両性酸化物であり、塩基性酸化物に添加される場合は酸性、酸性酸化物に添加される場合は塩基性として作用する。アルカリ金属であるセシウムも塩基性の挙動を示す。本実施形態に用いるスラグ組成の範囲において、Al2O3を酸性酸化物、スラグに検出した鉄は塩基性酸化物のFeOとして塩基度B4に反映させることで、図10に示すように塩基度B4の増加によりセシウムの蒸発速度定数kが増加する結果が得られるという知見を本発明者らは得ている。スラグの塩基度が増加するとアルカリ金属であるセシウムの活量も増加する。この理由は、塩基性成分の増加または三次元のネットワーク構造を構成する酸性成分の減少により正四面体の基本構造を主体とする陰イオンの重合度が小さくなり、アルカリ金属の前記三次元ネットワーク構造内での捕捉力が弱まり、セシウム活量が大きくなるからであると推測されているからである。上記実施形態の除染システム1Aでは、融点降下剤として生石灰を加熱前の粉粒体に添加する。塩基性酸化物であるCaOは酸素を解離し、三次元のネットワーク構造の網目を修飾する成分ネットワークモディファイアーとして作用し、スラグの融点を降下させる働きがある。プラズマ生成用ガスとして不活性ガスであるアルゴンガスを用いるよりも空気エアを使用するほうが消費電力は少ないが、スラグの融点を下げるために融点降下剤を粉粒体に添加しないと、粉粒体を約2000°C近くの高温まで加熱する必要がある。このために加熱前の粉粒体に融点降下剤を添加し、粉粒体を高温まで加熱することが不要になり、エネルギー消費量が大幅に低減される。融点降下剤として生石灰の添加量をAl2O3量の0.3倍以上とすることにより、CaO-Al2O3スラグの融点を約2000°Cから約1550°Cまで下げることができる。第3の実施形態次に図11~図13を参照して第3の実施形態を説明する。なお、本実施形態が上記の実施形態と重複する部分の説明は省略する。本実施形態では、金属酸化物と硝酸塩の電気抵抗が高い特性を利用して、リアクタ内に投入した汚染土壌を高周波誘導加熱装置により選択的に誘導加熱する。図11は、横軸に溶融スラグの温度°Cをとり、縦軸に硝酸塩の存在比相対値をとって、高周波加熱法における硝酸塩の熱分解生成物の形成率を示す特性線図である。図12は、横軸に加熱時間分をとり、縦軸に脱硝率をとって、高周波加熱法と電気炉加熱法とについて脱硝率を比較して示す特性線図である。図中にて白丸と白三角と黒星とは高周波加熱法で加熱した結果を示し、黒丸と黒三角とは電気炉加熱法で加熱した結果を示す。この図から明らかなように、高周波加熱法で加熱したほうが非常に短い時間で脱硝率が上昇し、高周波加熱法のエネルギー効率が高いことを確認することができた。図13は、横軸に加熱時間分をとり、縦軸にセシウム蒸発率をとって、高周波加熱法と電気炉加熱法とについてセシウム蒸発率を対比して示す特性線図である。図中にて白丸と白三角と黒星とは高周波加熱法で加熱した結果を示し、黒丸と黒三角とは電気炉加熱法で加熱した結果を示す。この図から明らかなように、高周波加熱法で加熱したほうがセシウム蒸発率が高く、高周波加熱法のエネルギー効率が高いことを確認することができた。