Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
構造用炭素鋼)を用いて坩堝とスラグを分離し、振動ミル(島津製、CMT TI-100)で2分間粉砕し、粉末にしたものを前処理試料とした。

溶融試料の分析は、ICP-MS もしくは XRF 分析により Cs 元素濃度およびその他の元素組成を測定した。詳細な測定方法は、b)、(3)、i)、およびb)、(3)、ii)と同様に行った。放射性 Cs を用いた試験については、Ge 半導体検出器を用いて γ 線を検出することにより分析を行い、b)、(3)、v)と同様に行った。スラグの入ったアルミナボートは金槌で破砕し、U-8 容器に入れて分析を行った。Cs-134 は、605keV のピークで測定した。表 2-10 に各試料の測定時間と底からの高さを示す。

表 2-10 放射性 Cs を含む模擬灰の溶融実験における各サンプルの測定条件

都市ごみ模擬灰・添加剤なし	都市ごみ模擬灰・NaCl添加	都市ごみ模擬灰・Al_{2}(SO_{4})_{3}添加
高さ(mm)	測定時間(s)	高さ(mm)	測定時間(s)	高さ(mm)	測定時間(s)
スラグ	20	51	20	59	20	1,800
アルミナ管	85	61	85	1,800	85	59
1段目	-	1,800	-	1,800	-	1,800
2段目	-	1,800	-	1,800	-	1,800
3段目	-	1,800	-	1,800	-	1,800

さらに、マッフル炉により作成した溶融スラグについては、Cs の化学形態分析を X 線吸収微細構造(XAFS)により行い、また環境庁告示 46 号試験を行って Cs の溶出性を評価した。以下に詳細な測定方法を示す。

## i）環境庁告示 46 号試験

46 号試験については表 2-11 に示した方法に従った。振とう機には YAMATO 製 SA300 を使用した。試料量に関しては 50g 以上とあるが、本実験では、この条件で試験を行うには試料が少なかった。櫻井 $ ^{2-11} $ は試料量を 1.0g 程度まで減らしても結果の信頼性を低下させないと報告しており、本研究においては 5.0g で行った。振とう容器はポリエチレン製容器を使用した。

表 2-11 46 号試験の実験条件

抽出溶媒	超純水(塩酸でpH約6に調整)
混合比	試料:溶媒=1:10
振とう	200rpm、振とう幅4～5cm、6hr
遠心分離	3000rpm、20min
濾過	0.45μmメンブランフィルター
試料量	50g以上
基準値	0.01mg/L以下

## ii）X 線吸收微細構造 (XAFS)

本研究では、溶融スラグ中のCsを測定対象とし、その化学形態を同定するためにXAFS測定を行った。測定は高エネルギー加速器研究機構・物質構造科学研究所・放射光科学研究施設のPF-ARのビームラインNW10およびSPring-8内のビームラインBL01B1で行った $ ^{2-12)} $ 。Cs標準試料のXAFS測定は、透過法により行った。透過法用サンプルは、試料に吸収係数調整用の窒化ホウ素(BN)を加え
さらにメノウ鉢で約15分混合し、フーリエ変換赤外分光光度計（FT-IR）用の錠剤成型機でディスク状に成型後、ポリエチレンバックにシーラーで密封して供試した。標準試薬とは異なるが、粘土鉱物であるベントナイトおよびカオリンにCsを吸着させたサンプルについても参照サンプルとして利用した。吸着方法はカオリン or ベントナイト 1g に対し、1000mg-Cs₂CO₃/L 溶液を 10mL 入れ、環告 46 号溶出試験と同様に 6 時間振盪させた。溶融スラグサンプルについてはいずれも粉末にし、ポリエチレンバックに入れて蛍光法で測定した。検出器は 19 素子半導体検出器（SSD）を用いた。

XANES 解析には解析用ソフト REX-2000 Ver. 2.5 (理学電機社製) を用い、測定試料のスペクトルについて、標準試料のスペクトルとの比較を行って化合形態を推定した。

#### 2.2.3 結果と考察

a）都市ごみ焼却施設、都市ごみガス化溶融施設、下水汚泥焼却施設における安定Csの挙動調査

## （１）都市ごみ焼却施設

5 施設における排ガス処理での安定 Cs の除去率 : $ \eta $ (%) を以下式(2-3)に定義し、図 2-12 に、各施設での安定 Cs の除去率の結果を示す。各箇所は、図 2-12 の横軸に示している。なお ICP-MS の Cs 分析にて検出下限値以下の値は、検出下限値の半分として算出した。

$$ \eta=1-\frac{C_{oN}Q_{oN}}{C_{iN}Q_{iN}}\times100 $$

$ C_{iN} $ 、 $ C_{oN} $ ：BF 入口 Cs 濃度、各箇所 Cs 濃度、

$ Q_{iN} $ 、 $ Q_{oN} $ ：BF 入口排ガス流量、各箇所排ガス流量

図 2-12 都市ごみ焼却施設排ガス処理における安定 Cs の除去率

(BF : バグフィルター, WS : 湿式洗浄塔, AC : 活性炭吸着塔)
図 2-12 より、排ガス中の安定 Cs は、どの都市ごみ焼却施設においても高度に除去され、除去率としては、99.87%以上が見込めることが明らかとなった。特に、施設 A-2 回目の BF の出口において、すでに排ガス中安定 Cs の 99.9%以上が除去されており、BF の効果が大きいことが明らかとなった。次に、この調査における 2 施設（施設 A-2 回目、施設 D）において、集じん機前の排ガス中 Cs を粒径別に調査した結果を、ダストの粒径分布とともに図 2-13 に示す。検出下限値以下の値は、検出下限値そのものの値として取り扱った。図より排ガス中ダストの Cs は、2 つ山のピークを示しているが、粒径の小さいばいじんの方が Cs 濃度が高い傾向がみられた。したがって、電気集じん機などの粒径の小さい粒子に対して集じん効率が低い集じん機においては、排ガス中 Cs を高度に除去できないことが予測された。

図 2-13 都市ごみ焼却施設の集じん機前段における焼却排ガス中ダストと、Cs の粒径分布（縦軸は、重量ベースの粒子存在比率を示す）

## （２）都市ごみガス化溶融施設

都市ごみガス化溶融施設2施設における排ガス処理での安定Csの除去率：η（%）の結果を図2-14に示す。なおICP-MSのCs分析にて検出下限値以下の値は、検出下限値の半分として算出した。
図 2-14 都市ごみガス化溶融施設排ガス処理における安定 Cs の除去率

図2-14より排ガス中の安定Csは、どちらの都市ごみガス化溶融施設においても高度に除去され、除去率としては、99.8%以上が見込めることが明らかとなった。両施設ともに、全体の除去率（BF前に対する煙突入口の値は、BF（2段の場合は1段目）前後の除去率にほぼ等しくなり、都市ごみ焼却施設と同様にBFの効果が大きいことがわかった。

図 2-15 都市ごみガス化溶融焼却施設の集じん機前段における焼却排ガス中ダストと、Cs の粒径分布 (縦軸は、重量ベースの粒子存在比率を示す)

次に、この2施設において、集じん機前の排ガス中ダストのCsを粒径別に調査した結果を、図2-15に示す。ここではICP-MSのCs測定値において検出下限値以下の値は、検出下限値そのものの値として取り扱った。両施設ともに、安定Csとダストの粒径別頻度分布は、概ね2つ山の形状になっており、粒径の大きなところでは概ね整合しているが、1μm以下の粒径の細かい粒子において、Csのピークが存在した。ただし、小粒径へCsが濃縮される傾向は、都市ごみ焼却炉のケースほど顕著ではなく、処理温度の差等により、Csを含むダストの生成過程が異なるものと考えられた。
## （3） 下水污泥烧却施设

下水污泥焼却施設5施設における排ガス処理での安定Csの除去率: $ \eta(\%) $ の結果を図2-16に示す。なおICP-MSのCs分析にて検出下限値以下の値は、検出下限値そのものとして扱った場合とゼロとしてあつかった場合について、それぞれCs除去率の最大値と最小値を示した。

安定 Cs は、BF およびセラミックフィルター（CF）を用いた施設 K、施設 L では 99.7% 以上除去されていた。一方、乾式電気集塵機（EP）を用いた施設 H、施設 I では除去率はそれぞれ、99.9% 以上、および 69% 以上であった。また EP＋湿式電気集塵機（WEP）を用いた施設 K では 99.8% 以上除去される結果となった。都市ごみのケースと同様に BF の効果が高い（単独で 99.7% 以上）が、EP の場合は、単独でみた場合に 96.1～98.3% となり、除去率は比較的低い結果となり、単独で Cs を安定的に除去することは困難であると考えられた施設 I（全体）の最小値が小さいのは、検出下限値が大きかったことによる。

次に、この調査における5施設において、集じん機前の排ガス中ダストのCsを粒径別に調査した結果を、図2-17に示す。ここでもICP-MSのCs測定値において検出下限値以下の値は、検出下限値そのものの値として取り扱った。安定Csとダストの粒径別頻度分布は、一部を除き1つ山のピークで、施設H、施設I、および施設Jは、最頻値が10μm以下と低いのに対し、施設K、施設Lは最頻値が約10μm以上であった。これは、施設H、施設Iおよび施設Jの上流側にサイクロンが設置されている影響によるものと推測された。施設H、施設Iおよび施設Lにおいてはダスト粒径分布とCs粒径分布は概ね整合していたが、施設Jおよび施設Kについては、ダスト粒径分布とCs粒径分布は異なり、1μm以下の部分にピークが見られた。これは燃焼温度や炉出口からサンプリングポイントまでの排ガス処理設備の差によるものと推測されたが、はっきりとはわからなかった。

図 2-16 下水污泥焼却施設排ガス処理における安定 Cs の除去率
図 2-17 下水污泥焼却施設の集じん機前段における焼却排ガス中ダストと、Cs の粒径分布 (縦軸は、重量ベースの粒子存在比率を示す)

## b）焼却時のCsの挙動把握

## (1) 試料の元素組成

## i）CHN 元素分析

粉状の RDF 試料は 3 回測定し、平均値を測定結果とした。ふるい上に残った繊維状のものについては、はさみで細かく切ったものを 10 回測定し、平均値を測定値とした。粉状の試料および繊維状の試料それぞれの測定結果、分析に際し粉砕した試料の重量および試料全体としての CHN 元素組成の計算結果と標準偏差を表 2-12 に示す。RDF 粉状よりも RDF 繊維状の方が C および H の比率が大きい結果となった。RDF 繊維状は、目視からもプラスチック成分に由来するものと考えられた。したがって、管状炘実験で用いた RDF 粉状よりも、ロータリーキルン・ストーカ型焼却炘実験で用いた RDF 未粉砕試料の方が発熱量が大きかったと考えられる。また、RDF 繊維状に比べて RDF 粉状の方がデータのばらつきが小さかった。これは RDF 粉状の方が十分に攪拌され、均一になっていたためであると考えられる。

表 2-12 RDF 試料の CHN 分析結果

サンプル名	C	H	N	重量比
%	標準偏差	%	標準偏差	%	標準偏差
RDF粉状	41.2	0.35	5.79	0.15	1.35	0.18	48.7
RDF繊維状	51.9	4.9	8.35	1.1	1.05	0.47	51.3
RDF全体	46.7	-	7.1	-	1.19	-	100
## ii）萤光 X 線分析

粉状の試料のみを蛍光 X 線分析した結果を、3 回測定した結果の平均値と標準偏差として、表 2-13 に示す。C、H および N は表 2-12 のデータを採用し、他の元素の占める割合を再計算したものを測定結果としている。

また、本研究で用いた RDF の粉状のものの元素組成と、河野ら $ ^{2-5)} $ 、池田ら $ ^{2-13)} $ 、石井 $ ^{2-14)} $ の先行研究で使用された RDF の元素組成を比較したものを表 2-14 に示す。結果はやや異なるが、大きく異なることはなく、特異ではなかった。RDF は都市ごみを乾燥・固化したものなので、原料となる都市ごみの組成の違いによって RDF の組成にばらつきが生じたものと考えられる。

表 2−13 RDF 粉状組成 (%)

元素名	%	標準偏差
C	41.2	0.346
H	5.79	0.153
N	1.35	0.176
O	40.8	0.240
S	0.214	0.00568
Cl	0.801	0.0301
Ca	4.52	0.110
Si	1.92	0.0499
Al	0.711	0.0260
Na	0.741	0.0148
P	0.253	0.00464
K	0.916	0.0123
Mg	0.346	0.00660
Fe	0.289	0.00579

表 2-14 RDF 組成の比較 2-5, 2-13, 2-14

本研究(粉状)	河野ら	池田ら	石井
C	41.2	52.5 54.8	39.4 40.9	39.4 41.1
H	5.79	6.6 7.61	5.11 5.64	5.11 5.37
O	40.8	38.8 35.4	28.6 33.5	28.6 29.6
N	1.35	1.55 1.47	0.90 0.87	0.90 0.68
S	0.214	0.07 0.07	0.00 0.00	0.11 0.10
Cl	0.801	0.46 0.7	0.34 0.58	0.34 0.49
Ca	4.52	-	7.97 8.89	-

## （２）管状炉を用いた焼却試験

## i) 焼却主灰の CHN 分析

表 2-15 管状炉烧却灰 CHN 组成 (%)

管状炉の焼却試験で得た主灰の CHN 元素組成を測定した結果の平均値を表 2-15 に示す。いずれのサンプルにおいても C や H といった未燃分の合計値は 2% 以下となっており、どの

条件においても燃焼は十分に行われたと考えられる。また、ラボスケールの実験では回収した主灰の量が 0.3g 程度と少量であったため、熱灼減量の測定は行わなかった。

温度(℃)	空気比	C	H	N
900	2.2	0.924	0.445	0.00
1.7	0.604	0.264	0.00
1.4	1.13	0.301	0.0981
800	2.2	1.06	0.323	0.00
1.7	0.857	0.286	0.00
1.4	1.1	0.288	0.0582

## ii）管状炉実験における安定 Cs マスバランスと Cs 分配率

管状炉の焼却試験で得た主灰、石英管内、ガラスウールおよび捕集液のCs分配率の計算結果のうち、全てを分析したもの(温度800℃、空気比1.4, N=2)を図2-18に、全試験の主灰および捕集液のみへのCs分配率を図2-19に示す。なお、図の誤差範囲は、同一サンプルを3回測定して得られたデータのうち、最大値と最小値の差を示す。Cs分配率は式(2-4)を用いて算出した。
図 2−18 800℃, m=1.4 の Cs 分配率 (%)

図 2-19 管状炉烧却試驗・Cs 分配率 (%)

$$ Cs 分配率 (\%)=\frac{ サンプル中の Cs(g)}{ 焼却物に添加した Cs(g)}\times100 $$

図2-18 より $ 800^{\circ}C $ ・空気比 1.4 の試験ではマスバランスはほぼ 100% で整合した。最も大きな割合を示したのは管・ガラスウール部分であり、実験装置内部への付着分であった。図2-19 のマスバランスは最大でも 30% 程度となっているが、残りの 70% 以上の Cs は石英燃焼管内およびガラスウールに付着していると考えられる。また、2 段目および 3 段目の捕集液中にはほとんど Cs が含まれていなかった。

図2-19 より、900℃の試験については主灰へのCs分配率が7～8%でほぼ一定であった。800℃の試験については空気比が小さくなるほどCs分配率が高くなっている。また、900℃の試験よりも800℃試験の方が主灰へのCs分配率が大きくなっている。このことから、主灰へのCs分配率は温度が低いほど高くなるが、低温側では空気比の影響も大きく現れ、空気比が小さくなるほど主灰へのCs残存率が高くなることがわかった。ストーカ型焼却炉を用いたRDFの焼却に関する河野らの先行研究 $ ^{2-5)} $ でも900℃では空気比が変化しても主灰中のCs残存率は大きく変化しないとの結果が報告されており、本試験の結果も同様の傾向を示した。温度についてはCs化合物の蒸気圧が高くなること、空気比の影響については、灰中Cs濃度も主灰への分配率と同様の傾向を示したため、空気量が増加することによりCsの揮発が促進されているものと推測される。

## iii）管状炉実験における放射性 Cs マスバランスと Cs 分配率

主灰、石英管内、ガラスウールおよび捕集液の放射性Cs分配率の計算結果を図2-20に示す。両試験ともマスバランスはおおよそ100％となっており、安定Csを用いた試験と同様に、温度が高いほど主灰へのCs分配率が低くなる結果となった。800℃・空気比1.4での主灰へのCs分配率は安定性で約30%、放射性で約39％となり、900℃・空気比1.4では安定性で約8%、放射性で約10％と、放射性Csを用いた試験の方が若干主灰へのCs分配率が高い結果となった。本研究では安定CsとしてCs₂CO₃を用い、放射性CsとしてCsClを用いたため、この違いによる可能性もある。この点は今
後明らかにしていく必要があるが、少なくとも放射性Csおよび安定Csで温度依存性の傾向は一致しており、概ね同様の挙動を示すものと推測される。

## （３）ロータリーキルン・ストーカ式焼却炉におけるパイロット実験結果

## i）各種灰の熱灼減量

パイロット実験においては、発生した灰として、ロータリーキルン内部残留灰「RK」、ストーカ灰「ST 炉」、ストーカ上残留灰「ST 滞留」および落じん灰「ST 落下」を総称して「主灰」と表記し、2箇所のセラミックフィルター灰として「CF 北」および「CF 南」とし、これらを総称して「飛灰」と表記する。

各サンプルの熱灼減量(%)の測定結果を図2-20に示す。飛灰の熱灼減量は5%程度と比較的高いが、主灰は2%程度と低い値となっており、ごみ処理施設構造指針 $ ^{2-15)} $ の基準(施設規模が1日あたり200トン未満の施設では7%以

図 2-20 放射性 Cs の各分配率 (%)

図 2-21 灰の熱灼減量 (%)

下、本装置は最大8t/日）と比較しても、全体として燃焼は十分に行われたと考えられる。

## ii）各種灰の元素組成

C、H および N のデータは CHN 元素分析のものを採用し、XRF における他の元素の占める割合を再計算したものを元素組成分析結果としたものを表 2-16 に示す。熱灼減量の結果は飛灰の方が高くなっているが、C、H および N の合計は主灰の方が高くなっている。これは飛灰中に未燃の S が多く含まれており、それが熱灼減量になっていることによると考えられる。

表 2-16 各種灰の元素組成 (%)

試験条件	灰種	灰組成(%)
H	C	N	O	Na	Mg	Al	Si	P	S	Cl	K	Ca	Fe
m=2.2	主灰	0.154	2.59	0.00	38.8	3.49	2.56	4.48	8.32	1.86	0.684	3.10	2.68	28.5	1.65
510Cs-mg/kg	飛灰	0.437	1.43	0.00	29.9	6.46	1.46	2.67	4.54	0.968	3.12	16.4	10.2	18.5	1.01
m=2.2	主灰	0.190	3.17	0.00	36.5	3.50	2.46	4.33	8.03	1.73	0.697	2.93	2.80	26.8	1.70
5,100Cs-mg/kg	飛灰	0.473	1.74	0.00	29.9	4.03	1.17	2.23	3.71	0.586	4.61	14.5	10.5	9.47	1.08
m=1.7	主灰	0.134	2.84	0.00	37.2	3.50	2.52	4.47	8.15	1.79	0.707	2.82	2.72	27.4	1.66
5,100Cs-mg/kg	飛灰	0.372	1.82	0.0472	21.0	6.70	1.09	2.31	3.51	0.640	4.18	18.8	11.5	11.5	1.10
m=1.4	主灰	0.162	2.16	0.00	36.9	3.43	2.49	4.43	8.18	1.77	0.716	3.33	2.77	28.1	1.63
5,100Cs-mg/kg	飛灰	0.291	1.42	0.00	17.7	7.10	1.12	1.91	3.48	0.703	3.03	17.9	9.43	11.3	1.06

## iii）排ガスと温度トレンド

排ガスの測定は空気比 2.2、5,100Cs−mg/kg の試験を除く 3 試験について、セラミックフィルターの出口で行った。排ガス量および排ガス組成に関する測定結果を表 2−17 に示す。
表 2-17 排ガス組成分析結果

供給RDF中Cs濃度	510Cs-mg/kg	5100Cs-mg/kg
空気比	m=2.2	m=1.7	m=1.4
排ガス量(m³/hr)	湿り	1010	590	440
乾き	880	430	340
排ガス組成(v/v%)	CO2	8.3	7.8	9.2
CO	0	0	0
O2	10.3	10.1	8.9
N2	81.4	82.1	81.9
水分量(v/v%)	13	26.6	24
平均排ガス温度(℃)	221	197	226
平均排ガス流速(m/s)	31.1	17	13.5

次に、ロータリーキルン炉の運転温度トレンドを図2-22に示す。ロータリーキルン炉は、焼却開始後は焼却物からの発熱によって炉内の温度を維持するため、炉内温度は一定にはなっていないが、おおむね炉内中間の温度は700℃付近で推移している。したがって、ロータリーキルン・ストーカ型焼却炉での試験と管状炉での試験の結果を比較する際には、本試験の運転温度を700℃として考察する。また、二次燃焼温度もおおむね800℃以上となっており、排ガス分析結果においても、COは0となっていることから、二次燃焼も十分に行われていると考えられる。

## iv）Cs のマスバランスと考察

各サンプルの Cs 分配率を図 2−23 に示す。図の誤差範囲は、得られたデータのうち、最大値と最小値の差を示す。ただし、Cs 分配率は式(2−4)より計算した。

空気比 2.2、510 mg-C_{s}/kg と空気比 1.7、5,100 mg-C_{s}/kg の試験に関しては 100% に近いマスバランスが整合したが、他の 2 試験に関しては マスバランスが 50% 程度、150% 程度となった。

マスバランスの不整合の主な原因は飛灰の回収にあると考えられたため、主灰中に残存したCsについて考察を行う。5,100Cs-mg/kgの3試験に関しては、空気比が2.2から1.4へ減少するにつれて、主灰へのCs分配率が約35%から約70%へと増加しており、管状炉でのラボ試験と同様の傾向を示した。また、空気比2.2の2試験を比較すると、主灰へのCs分配率は同程度となっており、Cs濃度による分配率の傾向の変化はみられなかった。

次に、マスバランスがおおよそ整合した空気比2.2・510 mg-Cs/kgの試験と空気比1.7・5,100 mg-Cs/kgの2試験について考察を行う。この2試験では焼却物中のCs濃度が異なるものの、空気比が2.2から1.7に減少すると、主灰へのCs分配率が30%から50%へと増加し、飛灰へのCs分配率が60%から40%に減少している。これも管状炉での結果と同様の傾向であった。

以上より、ロータリーキルン・ストーカ型焼却炉でのパイロット試験でも、管状炉でのラボ試験と同様に、空気比が小さくなるにつれて、主灰へのCs分配率が増加することが明らかになった。また、この傾向は焼却物中のCs濃度の影響をほとんど受けないことも示唆された。ただし、実際の放射性Csを含む焼却物に関しては、本試験よりも圧倒的に焼却物中のCs濃度が低いと考えられ、管状炉での放射性Csと安定化Csとのさらなる対応実験が必要である。
図 2-22 ロータリーキルン炉の

運転温度トレンド

図2-23 ロータリーキルン・ストーカ型 焼却炉でのCs分配率(%)
## （４）管状炉およびパイロット実験における温度と空気比による主灰中Cs分配率の比較

主灰中の Cs 分配率の焼却温度別の比較を図 2-24 に示す。900℃および800℃は管状炉でのラボ試験の結果を、700℃はロータリーキルン・ストーカ型焼却炉でのパイロット試験の結果を表す。焼却温度が低いほど主灰への Cs 分配率が増加する傾向がみられる。また、空気比が小さくなるほど主灰への Cs 分配率が増加し、その変化は焼却温度が低いほど顕著になっている。

これは、空気比の増大に伴って、排ガス流速による物質移動、あるいは酸素供給による燃焼が促

進され Cs の主灰への分配率が減少する。また温度が高いほど Cs 化合物の蒸気圧が上昇し、Cs の主灰への分配率が減少する。この 2 つが原因であると推測される。

近年では、都市ごみ焼却炉において、燃焼効率が更に改善されるとともに、排ガス再循環など、低空気比での運転が可能となってきているが、この場合には主灰にCsが残留しやすくなることが推測され、飛灰中にCsを濃縮させ、主灰中のCs濃度を低減させるならば、炉内温度を高温で維持することが重要であると考えられる。

図 2-24 空気比と主灰への Cs 分配率の関係

## c）溶融による Cs の分離・濃縮・固定化条件の最適化

## （１）模擬灰を用いたマッフル炉での溶融実験

## i）マッフル炉実験による溶融時におけるCsの挙動

まず、実験後にスラグ中に残存する Cs の割合を示す指標として、Cs 残存率を以下の式(2-5)で定義した。

$$ Cs 残存率 (\%)=( スラグ中 Cs 量 / 溶融対象試料中 Cs 全量 )\times100 $$

表 2-18 マッフル炉による溶融実験を行った際の各条件と Cs 残存率と Cs 溶出率

対象物	模擬灰組成	添加物(灰組成に対する添加濃度)	Cs添加形態	Cs残存率(%)	Cs溶出率(%)
SiO2	CaO	Al2O3	MgO	Fe2O3	P2O5
基本模擬灰	50	20	30	-	-	-	NaCl 5wt%	Cs2CO3	5.8	30
53.1	31.8	15.1	-	-	-	Al2(SO4)3 5wt%	84	0.057
都市ごみ焼却灰	58.9	18.5	15.8	2.1	4.7	-	NaCl 5wt%	CsCl Cs2CO3 ポルクス石	17	0.19
29	0.019
5.1	0.033
都市ごみ焼却飛灰	33.3	33.3	33.3	-	-	-	AC、KCl:各3.5wt%NaCl、CaCl2:各4.7wt%	CsCl	<0.2	-
下水污泥焼却灰	31.2	12.5	16.3	2.2	9.5	28.3	-	CsCl Cs2CO3 ポルクス石	95	0.36
85	0.19
35	0.16
表 2-18 に各条件における Cs 残存率の結果を示した。まず塩基度 0.4 調整灰においては、NaCl 添加系では約 5.8% と低く、 $ Al_{2}(SO_{4})_{3} $ 添加系では逆に 84% と高くなり、概ね想定した添加物の効果が見られ、他に報告されている類似研究結果 $ {}^{2-8)} $ とも傾向は整合した。また NaCl を添加した都市ごみ焼却灰においては、 $ Cs_{2}CO_{3} $ を添加した場合に、Cs 残存率は 29% であり塩基度 0.4 調整灰ほどではないが低い傾向を示した。塩基度 0.4 調整灰よりも Cs 残存率が高くなった理由としては、都市ごみ焼却灰の塩基度が 0.3 とやや低いことと、MgO、 $ Fe_{2}O_{3} $ を添加していることが影響していると予想された。都市ごみ焼却飛灰は残存率が非常に低かった。下水污泥焼却灰においては、 $ Cs_{2}CO_{3} $ を添加した場合に、Cs 残存率は 85% であり、基本模擬灰の $ Al_{2}(SO_{4})_{3} $ 添加系と同程度であった。この原因としては下水污泥焼却灰には Cl が含まれないことに加え、特に $ P_{2}O_{5} $ を添加している影響によるものと推測された。したがって実際の汚染污泥焼却灰から Cs を揮発させて除去するには、単独では困難であるが、下水污泥焼却灰の組成に近づければ、スラグ中に Cs を固定できる可能性が示唆された。

次に、添加時のCs化学形態によるCs残存率への影響は、都市ごみ焼却灰と下水污泥焼却灰でCsCl、およびCs₂CO₃添加系のCs残存率はあまり変わらず、共存物質の影響の方が強いことが示唆された。しかし、ポルクス石添加系のCs残存率が2種の模擬灰で小さくなった。ポルクス石はCsのアルミノケイ酸塩を主体とする化合物で、比較的安定でありスラグ中への残存率は大きくなると予想されたが、結果は逆の傾向を示した。この原因としては1000℃以上でのポルクス石中のCsの挙動が他の2つの標準化合物よりも不安定となっている可能性が考えられ、今後明らかにしていく必要がある。ただし、今回の実験ではマッフル炉で行っているため物質収支をとれていないことから正確には言えないが、ポルクス石のように当初溶出しにくい安定的なCs化合物であっても塩化揮発により容易に分離することができる可能性を示している。

## ii）マッフル炉にて生成した溶融スラグの46号溶出試験

溶出試験後にスラグから溶出する Cs の割合を示す指標として、Cs 溶出率を以下の式(2-6)で定義した。

$$ Cs 溶出率 (\%)=(Cs 溶出量 / 溶出試験前 \mathcal{O} スラグ中 Cs 全量 )\times100 $$

表 2-18 に各条件における溶融スラグからの Cs 溶出率の結果を示す。表から、塩基度 0.4 調整灰 NaCl 添加系スラグの Cs 溶出率は 29.9% であり 非常に高くなったが、逆に塩基度 0.4 調整灰 $ \mathrm{Al}_{2}(\mathrm{SO}_{4})_{3} $ 系スラグの Cs 溶出率は 0.06% 程度と低くなった。この理由ははっきりしなかったが、溶出には Cl 成分が影響しているものと推測された。ただし、都市ごみ焼却灰では、NaCl を添加しているにも関わらず、Cs 溶出率は 0.03～0.19% と低くなり、一概に Cl 成分のみが溶出率を左右するわけではなく、MgO や $ Fe_{2}O_{3} $ の影響が示唆された。下水污泥焼却灰においては、0.15～0.36% であり 比較的低い値であった。なお添加した Cs の化学形態の影響としては図

図 2-25 下水污泥焼却灰、都市ごみ焼却灰由来スラグの Cs 溶出率
2−25 に示すように、CsCl をあらかじめ添加した系が高い溶出率を示しており、スラグ中に残存した Cs の一部が溶出されやすい形態で存在している可能性が示唆された。

## iii）マッフル炉で生成した溶融スラグ中 Cs の XAFS 測定による化学形態の推定

図2-26に、Cs標準試料として、ポルクス石、CsOH・nH₂OおよびCsClと、各スラグのCs-K吸収端XANESスペクトルを示す。スペクトルは、階段関数のような形状で、ピークなどの特徴はややわかりづらいスペクトルであった。しかしながら、CsClとCsOH・nH₂Oおよびポルクス石などの間ではスペクトルが変化していることはみてとれる。つまり、Csの周りにClなどが配位している環境と0が配位している環境ではXANESスペクトルは大きく異なることがわかる。都市ごみ焼却残渣では塩化物が支配的と考えられているが、Cs-K XANESスペクトルにより塩化物と酸化物系化合物との識別は可能であるといえる。

各種灰由来のスラグの Cs-XANES スペクトルは、それぞれわずかに異なっていたが、同種の灰において、添加した Cs の化学形態が異なる場合には、ほぼ同じ形状のスペクトルを示した。これは溶融によってスラグ中の Cs が同じような形態になっているものと考えられ、溶出率の傾向とも概ね一致している。スラグ中 Cs の形態の候補としては、多くの場合、ポルクス石が約 40%、CsOH が約 60% 混合している状態が考えられた。スペクトルの質が必ずしも良くないことから断定はできないが、CsCl のスペクトルとも比較すると、Cs の周り

図 2-26 各種試料中 Cs の XANES スペクトル

にある元素は塩素ではなく、酸素が主体である可能性が高いと考えられた。

## （２）管状炉における溶融実験

## i）管状炉における溶融時のCsマスバランス

安定 Cs を用いた試験で得た各サンプルの Cs 分配率を計算した結果を図 2-27 に、放射性 Cs を用いた試験で得た各サンプルの Cs 分配率を計算した結果を図 2-28 に示す。なお、Cs 分配率は式(2-7)より算出した。式(2-5)で定義した Cs 残存率は本研究における Cs 分配率と同義であり、スラグ中の Cs のみを分析したマッフル炉の実験に対し、本研究では飛灰中の Cs も分析しているため、本研究では分配率という用語を用いた。

$$ Cs 分配率 (\%)=( サンプル中 Cs(g))/( 模擬灰に添加した Cs(g))\times100 $$

図 2-27 の誤差範囲は、同一サンプルを 3 回測定して得られたデータのうち、最大値と最小値の差をしめす。1 段目は燃焼管の後段に設置した捕集液、燃焼管の洗液およびガラスウールの洗液に含ま
れる Cs を示し、2 段目は 1 段目捕集液の後段に設置した捕集液に含まれる Cs を示す。また、マッフル炉での結果も図 2-27 に合わせて示した。

図 2-27 管状炉溶融実験における安定 Cs 分配率 (%)

汚泥模擬灰は添加剤によらずマスバランスが70％となっているが、他の模擬灰はマスバランスが100％に近いものから60％程度のものまでさまざまである。全体としてマスバランスは概ね整合していると考えられた。Cs分配率について、マッフル炉の結果と比較すると、都市ごみ模擬灰・NaCl5%添加、および汚泥模擬灰・添加剤なしのスラグ中Cs分配率は本試験の方が20～25%低い値となっている。この原因としては、溶融装置の違いが考えられる。本試験では管状炉を用いた流通雰囲気で溶融を行ったが、マッフル炉では静止大気雰囲気で試験を行っている。本試験では空気の流れがあったためCsが飛灰へと揮発しやすい環境となり、本研究の方がスラグ中へのCs分配率が低くなったと考えられる。

また、マッフル炉の結果では、添加するCsの形態がCsClのとき、Csが他の形態をとるときよりもスラグ中Cs残存率が低くなる結果を得ている。本試験では添加したCsの形態はすべてCs₂CO₃であるが、NaClを添加した場合は、汚泥焼却灰を除き他の模擬灰ではスラグ中Cs残存率が低くなっている。これらの結果より、模擬灰中のClがCsのスラグ

中 Cs 残存率低下に寄与していると考えられる。松崎 $ ^{2-8)} $

らの研究でも、Csが比較的沸点の低いCsClの形態をとることを想定してNaClを添加したときに、Csのスラグへの分配率が低下することが確認されており、マッフル炉および管状炉実験でも同様の結果が得られた。

図 2-28 では、都市ごみ模擬灰に $ \mathrm{Al}_{2}(\mathrm{SO}_{4})_{3} $ 添加した結果で、マスバランスが約 105% 程度となっており概ね整合した。安定 $ \mathrm{Cs}(\mathrm{Cs}_{2}\mathrm{CO}_{3}) $ の結果（図 2-27）と、放射性 $ \mathrm{Cs}(\mathrm{CsCl}) $ の結果（図 2-28）を比較すると、放射性 Cs を用いた模擬灰のスラグへの Cs 分配率が 60% 程度低くなった。

図 2-28 管状炉実験における放射性 Cs の分配率：都市ごみ焼却灰 Al₂(SO₄)₃ 添加系
これは、添加した Cs の形態の違いによると考えられ、CsCl の方が $ Cs_{2}CO_{3} $ よりもスラグへの分配率が低下する傾向は、マッフル炉の結果とも一致する。放射性 Cs と安定 Cs の挙動について、全く同様の条件で実施できなかったためはっきりとはいえないが、放射性の CsCl を添加することにより、安定 $ Cs_{2}CO_{3} $ とは異なる傾向を示し、むしろ安定 CsCl と挙動が類似する可能性が示唆された。

## （３）高周波溶融炉を用いた焼却灰の溶融試験

高周波溶融炉において、溶融後のスラグ、および集じん機で捕集された溶融飛灰について、各サンプルのCs分配率を計算した結果を図2-29に示す。図の誤差範囲は、同一サンプルを3回測定して得られたデータのうち、最大値と最小値の差を示す。なお、Cs分配率は式(2-7)を用いて算出した。

マスバランスは両試験ともに30%程度に留まっていた。これは炉内耐火物やセラミックフィルターまでの系統内にCsが付着したためと考えられる。また、スラグ中のCs分配率が20%程度と低くなっているのは被溶融灰中のClの影響であると考えられる。表2-8より被溶融灰の組成をみると、少なくとも被溶融灰中にClは2.8wt%以上含まれており、管状炉での溶融試験と同様に、CsがCsClの形態をとったためであると考えられる。マスバランスの観点でもAl₂(SO₄)₃を添加するとスラグへのCs分配率が低下しているが、これは、ClによるCsの揮発効果を、Al₂(SO₄)₃では抑制できず、結果的にCsをスラグ中に固定できていないことを意味する。Al₂(SO₄)₃の量を増加させる、あるいは、図2-27から、NaClが共存したとしてもある程度スラグ中へのCs分配率が高い下水污泥焼却灰の組成を参考にCsのスラグ中への固定化のための添加剤を検討する必要がある。

#### 2.2.4 研究課題2の結論

本研究課題2では、まず、焼却・溶融処理における現状把握として、廃棄物熱処理施設の排ガス処理における安定Csの挙動を調査した。次に、廃棄物中のCsの分離・濃縮・固定化条件の把握のため、対象試料中Csの焼却時、および溶融時の挙動把握を行った。以下に得られた結論を示す。

1）都市ごみ焼却、および都市ごみガス化溶融排ガス中の安定 Cs はバグフィルターを主とする排ガス処理プロ

図 2-29 高周波溶融炉試験における Cs 分配率 (%)

セスにより 99.8%以上除去できることが確認された。排ガス中のCsは、バグフィルターにより、そのほとんどが飛灰へ移行することから、飛灰の処理をはじめとする取り扱いが重要であることが再確認された。一方下水污泥焼却炉においては、バグフィルター、セラミックフィルターおよび乾式電気集じん機＋湿式電気集じん機において都市ごみ熱処理施設と同等の除去効率が得られたが、EP単独では除去効率が不安定になる傾向が窺えた。

2）廃棄物熱処理施設における集じん機入口の排ガス中Csの粒径別分布は、1μm以下にもピークを有する場合が多く、この傾向は、都市ごみ焼却施設、都市ごみガス化溶融施設、下水汚泥焼却施設の順に強かった。このことから、特に微小粒子が捕捉できないような電気集じん機等では、除去率が低下することが推測され、Csを排ガス中から安定的に除去するには、ダスト除去性能の高いバグフィルターをはじめとするろ過式集じん機の導入が重要であると考えられた。
3）安定 Cs を添加した RDF の管状炉でのラボスケール焼却実験、ロータリーキルン・ストーカ焼却炉でのパイロット焼却実験の結果から、燃焼温度が高いほど、また空気比が大きいほど、主灰中 Cs は減少する傾向がみられた。燃焼温度が高くなると空気比の影響はあまり見られなくなるため、近年の低空気比・高温燃焼型の次世代型ストーカ炉では、廃棄物中の Cs の多くは飛灰へ移行するものと推測された。

4）放射性 Cs を添加した RDF の管状炉でのラボスケール焼却実験における放射性 Cs の举動は、安定 Cs 用いた同様の実験における安定 Cs の举動と概ね同様の傾向を示した。放射性 Cs と安定 Cs の化学形態が異なる影響は、焼却実験ではあまり見られなかった。したがって安定 Cs を用いた焼却実験により、放射性 Cs の举動を再現できるものと考えられた。

5）安定 Cs を添加した各種模擬灰のマッフル炉、管状炉を用いた溶融実験から、模擬灰中に NaCl が塩素源として存在することで、元々の化学形態に関わらず、高度に塩化揮発できることが示された。一方汚泥焼却灰中には本来 Cl が少ないため、ほとんどの Cs がスラグ中に残留することが示唆されたが、NaCl の Cs 揮散促進効果も汚泥焼却灰において抑制される傾向にあり、同時に含まれる $ Fe_{2}O_{3} $ 、MgO あるいは $ P_{2}O_{5} $ が影響している可能性が考えられた。また、 $ Al_{2}(SO_{4})_{3} $ を添加することで、NaCl を含まない場合は、Cs がスラグ中に残留する傾向が見られた。

6）各種模擬灰由来の溶融スラグからのCs溶出率は、NaCl添加系で高くなりClが影響していることが予想された。ただし、Clが存在しても、MgOや $ Fe_{2}O_{3} $ により溶出率は低下する可能性も示唆された。初期のCs化学形態の影響は、CsCl添加系で、溶出率がわずかに高くなる傾向が見られた。

7）各種模擬灰由来の溶融スラグ中のCsの化学形態は、初期のCs化学形態に左右されず、むしろ灰の組成に影響されており、この点でCs溶出性との整合性が確認された。スラグ中のCsの形態は、多くの場合、アルミノケイ酸塩を主体とするポルクス石とCsOHの混合物であることが予想されたが、少なくともCsの周辺の元素は塩素ではなく酸素が主体で安定していると考えられた。

8）放射性 Cs を添加した模擬灰の管状炉を用いた溶融実験における放射性 Cs の举動は、安定 Cs を用いた同様の実験における安定 Cs の举動と異なった。原因として、放射性 Cs と安定 Cs の化学形態が異なったことによる可能性も考えられたため、今後検討する必要がある。

9）安定 Cs を添加した RDF のロータリーキルン・ストーカ焼却炉でのパイロット焼却実験により得られた焼却残渣を対象として、高周波溶融実験を実施したところ、 $ Al_{2}(SO_{4})_{3} $ を添加しても Cs のスラグ中への固定化には効果がなかった。これは焼却残渣には Cl が多く含まれ、その Cs 揮散促進効果が上回ったものと推測された。今後スラグ中への Cs の固定化を促進するためには、本研究において、Cl が存在しながらも、スラグ中への Cs 分配率の高かった汚泥焼却灰の組成を参考に、添加剤を検討する必要がある。

なお、本研究で用いた XAFS 分析手法により、K122102「放射性 Cs を含有する焼却残渣の性状把握と効率的かつ安全な処分技術」（九州大学 島岡隆行）のパイロットプラント試験でのサンプルを分析した。すでに K122102 で行われたパイロットプラントでの実験条件、実験試料などの情報提供をいただき、可能な限り条件をそろえてパイロット実験を実施した。また、K122103「放射能汚染廃棄物処理施設の長期管理手法に関する研究」（国立環境研究所 大迫政浩）においては、研究分担者の高岡が K122103 にも参画していた、焼却施設における Cs の挙動については施設の選定などの作業を共同で行った。このように、結果や情報の共有を通じて実質的な研究の相互補完を実施した。
#### 2.2.5 研究課題2の参考文献

2−1）JIS K 0302：排ガス中のダスト粒径分布の測定方法，1989.

2−2）JIS Z 8808：排ガス中のダスト濃度の測定方法，2013.

2−3）環境省：環境大気常時監視マニュアル第6版，pp.106-120，2010.

2-4）中山勝也：塩化揮発法による焼却灰からの重金属の高効率分離・回収，名古屋大学博士論文，p.43, http://ir.nul.nagoya-u.ac.jp/jspui/bitstream/2237/8470/1/Thesis%20Nakayama.pdf (2014.02.02 アクセス)

2−5）河野孝志，井口拓，島岡隆行：廃棄物燃焼にともなうセシウムの焼却残渣への移行挙動，タクマ技報，Vol21，No2，2013.

2–6）JIS Z 8704：温度测定方法—電気的方法，1993.

2−7）谷野佑太：飛灰中の塩化物および酸化物が芳香族塩素化合物生成に与える影響，京都大学修士論文，2009.

2-8）松崎晋，部田勝敏：セシウム含有焼却灰等の高周波溶融試験，日本原子力学会「2012年秋の年会」，2012.

2-9）日本ガイシ株式会社ウェブサイト：エネルギープラント関連設備，製品情報，雑固体廃棄物溶融炉，http://www.ngk.co.jp/product/industrial/energyplant/solidwaste.html.（2014年2月1日アクセス）

2-10）日本原子力研究所：JAERI-Review 2000-033，雑固体廃棄物の溶融固化体製作条件に関する調査・検討，p.42，2001.

2−11）櫻井あや：熱処理における都市ごみ焼却灰中の重金属の挙動，京都大学卒業論文，2004.

2–12) M. Nomura, Y. Koike, M. Sato, A. Koyama, Y. Inada and K. Asakura, AIP Conf. Proc. 882, 896, 2007.

2−13）池田英人他:RDF（ごみの固形燃料）の燃焼特性，燃焼の科学と技術，Vol.3，pp.237-244，1996.

2−14）石井昇：都市ごみの固形燃料化技術，廃棄物学会誌，Vol.6，No.3，pp.218−228，1995.

2−15）廃棄物学会編：廃棄物ハンドブック，オーム社，p.173，1997.
### 2.3 研究課題3：「放射能汚染土壤の浄化処理における放射能濃縮効率の最適化」

#### 2.3.1 研究目的

放射性 Cs により汚染された土壌の処理方法として現在様々な方法が提案されているが、その中で水洗いしながら土壌粒子を粒径によって分離する洗浄分級処理は比較的実用性の高い方法である。この方法の原理は、放射性 Cs は土壌粒子の中でも特に微粒子に多く収着しており、この微粒子のみを分離することで、放射性 Cs を濃縮することが可能であるという原理に基づいている。この方法では濃縮された微粒子は乾燥して放射性廃棄物として保管処分することになるが、浄化すべき土壌量を考えると、その量は途方もない量となると考えられる。また、この土壌には多量の微細な有機物が含まれる場合もあり、これが微細土壌粒子の分離を困難とする可能性も考えられる。このような土壌に含まれる有機物量や陽イオン交換容量と、洗浄分級処理により微細粒子を分離した場合の土壌からの Cs の除去率の関係としては、研究協力者である竹中工務店のメンバーである舟川、田川、奥田らによって、図3-1，図3-2のような関係が得られている。図3-1，図3-2より、土壌中の有機物量が少なく、また陽イオン交換容量が小さいほど洗浄分級処理による除去率は向上することが推測される。一方、土壌の陽イオン交換容量には土壌中の有機物に起因するものも多く存在することが知られており、一般に有機物の少ない方が陽イオン交換容量も小さくなることが推測される。よって、図3-1，図3-2の結果は土壌中の有機物量を反映したものとも考えられ、土壌中の有機物量を減らすことによって、除去率が向上する可能性もある。土壌に熱を加えた場合、土壌中の有機物はそれぞれの気化温度や燃焼温度によって、土壌中から失われると考えられることから、土壌に熱を加えることによって、洗浄分級処理における除去率が向上する可能性も考えられる。よって本研究では土壌に熱を加えた場合に土壌の洗浄分級処理による Cs 除去率がどのように変化するかを明らかにして、除染効率を向上させる方法について検討するとともに、土壌に熱を加えた場合に土壌からの Cs の溶出特性がどのように変化するかについても検討することとした。また、この場合の実験では、よく安定同位体を用いて、実際の放射性 Cs による汚染濃度よりもはる

図 3-1 土壤中有機物量と除去率の関係 3-1)

図 3-2 陽イオン交換容量と除去率の関係 3-1)
かに高濃度での実験が実施されるが、土壌からのCsの溶出特性に及ぼすCs濃度の影響を、安定Csと放射性Csを用いた実験を実施することで検討した。

#### 2.3.2 洗浄分級に関する実験方法

実験に用いる Cs で汚染された土壌としては、舟川ら $ ^{3-1)} $ の結果と比較できることを考慮して、舟川ら $ ^{3-1)} $ が用いたものと同じ土壌を用い、なるべく同じ条件で洗浄分級することとした。また、熱処理による除去率の変化がよりはっきり出ることを期待して、舟川ら $ ^{3-1)} $ が用いた土壌の中で、まずは微粒子成分が最も多く、もっとも除去率が低かった土壌 C を用いて以下の手順で実験を行った。

1）放射性Cs濃度を測定した風乾土壌約50gを磁皿に取る。

2) 磁皿ごと、土壌をマッフル炉で設定した温度で30分間熱する。

3) 上記の土壌を冷やして乾燥重量を測定した後、これを 100cc ビーカーに移し、水道水 50g を加えて試薬匙を用い、1 秒間に 1 回転の速度で、100 回、攪拌する。水とよく混合した試料土

4) 上記の水を含んだ土壌を図3-3に示す構造の濾過用ロートの上に入れ、下から吸引することで、粒径2mm以上の粒子、75μm～2mmの粒子、75μm以下の粒子に分離する。

5）使用したビーカーにさらに50gの水道水を入れ、十分に洗浄して、できるだけ全ての土壌粒子をろ過用ロートに移し、土壌粒子を粒径ごとに分離する。

6) 各粒径区分ごとの土壌粒子に含まれる放射性 Cs 量と、各粒径区分ごとの土壌粒子の絶乾重量を測定する。

7) 上記の操作を数段階の加熱温度に対して実施し、加熱温度と各粒径区分への放射性 Cs 量の移行量の変化を解析する。

図 3-3 粒径区分用筛

なお、上記の実験・測定は京都大学原子炉実験所の管理区域において実施し、法令上、放射性物質となる濃度を超えた試料については、乾燥させた後、非圧縮性不燃物として処分することとした。

#### 2.3.3 洗浄分級に関する実験結果および結論

表 3-1 に現在までに得られた測定結果を示す。明らかに加熱温度の上昇に従って、75μm～2mm の粒径区分に含まれる Cs の割合が増加しており、加熱温度 600℃ では、80%以上の放射性 Cs がこの区分に含まれていることがわかる。図 3-4 は 75μm～2mm の区分と、それ以外の区分に含まれる放射性 Cs の割合と乾燥土壌粒子の割合を示したものである。加熱温度の上昇によって、75μm～2mm の粒径区分に含まれる土壌粒子量自体が増えていく傾向があり、放射性 Cs の 75μm～2mm の粒径区分への移動には、加熱温度の上昇により、微小粒子がより大きな粒子に造粒される効果が大きく関与していると推定される。
表 3-1 加熱による粒径分離割合の変化実験結果

加熱なし	300℃	400℃	500℃	600℃
放射能量（Bq）	87	232	269	278	316
湿重量（g-wet）	27.0	37.5	39.3	40.1	43.2
乾燥重量（g-dry）	19.9	28.6	29.2	29.7	30.6

図 3-4 加熱温度の違いによる Cs が粒径区分 $ 75\mu m \sim 2mm \sim $ 集まる割合の変化

本研究では、細粒分をあつめることで放射性Csを分離濃縮する洗浄分離法での除染効率が、汚染土壌に熱をかけることにより向上することを期待したが、実際は600℃までの加熱の場合、加熱するほど、細粒分に移行するCsの割合は減少し、600℃では加熱前の約4倍の約80％が75μm～2mmの粒径区分の土壌に含まれることとなった。この特性は逆に汚染土壌に600℃ほどの熱を加えた場合、激しく100回ほどかき混ぜたときに75μm以下の成分や溶液中にはCsがあまり出なくなることを意味しており、比較的低濃度の汚染土壌をそのまま埋め立てる場合の前処理法として、有効な固定化法となる可能性がある。

図 3-5 は図 3-4 と同じ条件で、他の粒径区分への分配の割合も測定しながら再実験を行い、800℃までの変化を見たものである。図 3-4 と同じ傾向を示しているが、700℃以上になると Cs が蒸発等により実験系から逃げていると思われる徴候が見られる。よって、Cs の比較的大きな土壌粒子への固定化法として、加熱処理を行う場合には、600℃程度までの温度で処理することが必要と考えられる。
図 3−5 加熱温度の違いによる粒径区分, $ 75 \mu m $ 未満, $ 75 \mu m \sim 2 mm $ ,

2mm 以上の粒径粒子に含まれる Cs 量の割合の変化

#### 2.3.4 溶出特性に関する実験方法および実験結果

## a）実験に用いたサンプル

本研究で使用したサンプルは福一原発から直線距離にして約260kmの地点にある、盛岡市に隣接する岩手県滝沢村の岩手大学滝沢濱習林（図3-6参照）で平成25年11月19日に採取した。

図 3-6 滝沢演習林の場所(Google, ZENRIN, 2013)
演習林内の C 地点（図 3-7 参照）のスギ林（針葉樹林）から A₀ 層と A₁ 層の土を採取してきた。なお A₀ 層とは、落葉やそれらが腐食したものからなる有機層であり、A₁ 層とはここでは A₀ 層の下 0～2cm の層を指す（図 3-8 参照）。

図 3-7 滝沢演習林内の林相図
図 3-8 森林土壤 $ ^{3-2)} $

## b）溶出試験方法

重金属の溶出試験については以下のような土壤環境基準の測定法などに準拠した方法で測定した。1）採取した土壤はガラス製容器または測定の対象となる物質が吸着しない容器に収め、試験は土壤採取後すぐに行う。すぐに試験を行えない場合には、暗所にて保存し、できるだけ速やかに試験を行う。

2）採取した土壌を風乾し、中小礫や木片等を取り除き、土塊、団粒を粗砕した後、非金属性の2mmの目のふるいを通過させて得た土壌を十分に混合する。

3) 試料 (単位 g) と溶媒 (純水に塩酸を加え、pH が 5.8 以上 6.3 以下となるようにしたもの、単位 ml) とを重量体積比 10% の割合で混合し、かつその混合液が 500ml となるようにする。

4）調製した試料液を常温常圧で振とう機（毎分約200回転、振とう幅を4cm以上5cm以下に調製したもの）を用いて、6時間連続して振とうする。

5）以上の操作を行って得られた試料液を10分から30分静置後、毎分3000回転で20分間遠心分離した後の上澄み液を孔径0.45μmのメンブランフィルターでろ過してろ液をとり、定量に必要な量を正確に計りとって、これを原液とする。

6）この原液を測定対象元素が $ 0.05 \sim 0.5 \mu g $ を含むように希釈し、ICP-MS を用いて検量線から測定対象元素の量を求め、試料中の測定対象元素の濃度 $ (\mu \mathrm{g} / \mathrm{L}) $ を算出する。