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表(1)-6 空気揚土攪拌式洗浄装置による非汚染土壤の洗浄実験の条件一覧

実験1-E	実験1-F	実験2-A	実験2-B	実験2-C	実験3-A
投入土壤 (kg-wet)	10	10	20	20	20	30
使用土壤ロット	第1	第1	第1	第2	第2	第2
洗净水A (L)	101.0	98.0	94.0	93.0	93.0	87.0
洗净水B (L)	29.1	29.2	58.2	55.9	55.8	81.1
処理水A (L)	93.3	90.8	89.0	91.0	89.0	85.0
処理水B (L)	9.1	10.4	5.2	5.7	6.0	4.2
処理水C (L)	29.7	29.1	58.1	55.9	55.8	81.2
処理水A+B+C (L)	133.8	131.3	152.8	153.0	149.3	174.3

空氖量 上部 $ 0.4\ m^{3}/min $ 、中部 $ 0.04\ m^{3}/min $ 、下部 $ 0.04\ m^{3}/min $

洗净時間30分、沈降時間30秒

## 4 ）福島県飯舘村のセシウム汚染土壌の洗浄実験

大阪大学での実験を終え、4tonトラック2台で土壌洗浄装置と実験機器一式を福島県飯舘村の某事業所に搬送し、2013年1月、2月にセシウム汚染土壌の洗浄実験を行った。実験場所の様子を図(1)-10に示す。実験期間中は外気温が夜間に氷点下となり、昼間の水温も5℃前後であった。積雪が20～30 cmあり、空間線量は0.13～0.15 μSv/hであった。なお、この地点の2011年3月の空間線量は、4.8 μSv/hと報告されている $ ^{1)} $ 。

土壌No.1は、笹藪の表面土壌であり、図(1)-11に示すように粘土・シルト分である75μm以下の粒径のものが3%程度であった。セシウム137の濃度は全体で18,800 Bq/kgであり、篩で75μm以下の粒径のものを分級したものは32,400 Bq/kgと非常に高濃度であった。土壌No.4は、駐車場前の表面土壌であり、図(1)-11に示すように粘土・シルト分である75μm以下の粒径のものが10%程度を占めていた。セシウム137濃度は全体で6,160 Bq/kgであり、篩で75μm以下の粒径のものを分級したものは24,000 Bq/kgと高濃度であった。

飯舘村のセシウム汚染土壌を洗浄実験に用いた条件一覧を表(1)-7に示す。1月に予備検討として、土壌洗浄装置に土壌No.4を湿重量で10 kg（実験S4-1-0）投入した。その後、非汚染土壌の実験のように所定量の洗浄水Aを装置本体に加えた。ブロワーによって装置内に空気を送り込み、30分間土壌を攪拌した。その後、30秒間静置し、砂礫を沈降させた。主にシルト・粘土分が懸濁した水相部を処理水Aとして処理水槽に送り、洗浄装置下部から主に砂礫を含む土砂を洗浄排出土壌として排出した。洗浄排出土壌中の懸濁水を処理水Bとして処理水槽に送った。洗浄排出土壌の上部表面には、シルト・粘土分がわずかに堆積するので、洗浄水Bを加えて攪拌後、懸濁水を処理水Cとして処理水槽に送った。実験現場の制約上、凝集沈殿以降の操作はできなかった。

2月には土壌洗浄装置に土壌No.1を湿重量で10 kg（実験S1-1）、20 kg（実験S1-2）、No.4を湿重量で10 kg（実験S4-1）、または30 kg（実験S4-3）投入し、同様に洗浄実験を実施した。ただし、実験現場の事情により、凝集沈殿以降の操作は実施しなかった。
図(1)-10 福島県飯舘村の実験現場．左下写真は空間線量計．
P1100681

P1100639

P1100686

P1100645

図(1)-11 福島県飯舘村の土壌No.1、No.4の外観と粒径分布.
表(1)-7 空気揚土攪拌式洗浄装置による飯館村のセシウム汚染土壌の洗浄実験の条件一覧

実験S1-1	実験S1-2	実験S4-1-0	実験S4-1	実験S4-3
使用土壤	No.1	No.1	No.4	No.4	No.4
投入土壤(kg-wet)	10	20	10	10	30
洗净水A(L)	93.0	90.0	98.0	100.0	90.0
洗净水B(L)	30.0	60.0	30.0	30.0	90.0
処理水A(L)	93.0	73.3	92.4	91.8	73.3
処理水B(L)	30.0	60.0	11.8	30.0	90.0
処理水C(L)	30.7	59.7	30.3	30.7	75.5
処理水A+B+C(L)	135.3	160.8	135.0	135.0	167.5

空氖量 上部0.39-0.48、中部0.04、下部 $ 0.04\;m^{3}/min $ 、洗净時間30分、沈降時間30秒
## 5 ）川内村のセシウム汚染土壌の洗浄実験

福島県飯舘村の実験終了後、4ton トラック 2 台で土壌洗浄装置と実験機器装置を川内村に移動させ、2013 年 5 月に土壌洗浄による汚染土壌の減容化実験を行った。実験場所の様子を図(1)-12 に示す。実験時の気温は 18～21℃、空間線量は 0.15～0.23 μSv/h であった。

除染作業によって農道から回収された土壌 A および道路側溝から回収された土壌 B を処理対象とした。その粒径分布を図(1)-13 に示す。土壌 A は土壌 B に比べると $ 75\mu m $ 以下の粒子の比率が若干少なかった。川内村のセシウム汚染土壌を洗浄実験に用いた条件一覧を表(1)-8 に示す。土壌洗浄装置に土壌 A を湿重量で 10 kg（実験 A-1）、20 kg（実験 A-2）、30 kg（実験 A-3）、土壌 B を湿重量で 10 kg（実験 B-1）、20 kg（実験 B-2）、30 kg（実験 B-3）投入した。その後、ブロワーによって装置内に空気を送り込み、土壌を 30 分間攪拌した後、30 秒間静置した。主にシルト・粘土分が懸濁した水相部を処理水 A として処理水槽に送り、装置下部から主に砂礫を含む土砂を洗浄排出土壌として排出した。洗浄排出土壌中の懸濁水は、処理水 B として処理水槽に送った。

その後、処理水槽に懸濁する土壌粒子を凝集沈殿によって濃縮した。また、凝集沈殿前にサイクロン分級装置（図(1)-14）によって、粘土・シルト分を大粒子、小粒子に分ける実験も行った。これらの実験系は、実験 A-1C、実験 A-2C、実験 A-3C、実験 B-1C、実験 B-2C、および実験 B-3C とした。凝集沈殿は、有効容量 100L の GK 型凝集混和沈殿槽を用い、凝集剂として塩化第二鉄 100ppm を、助剤にアニオン系ポリマーIAA-226 を 1ppm を添加した。その後、乾燥脱水を施した。

## 6 ）水と土壌の分析

洗浄水Aの量はフローメーターで測定し、洗浄水Bは重量で測定した。処理水Aおよび処理水A、B、Cの合計（処理水A＋B＋C）は、処理水槽の水位計で量を測定した。処理水BおよびCは、重量を測定した。洗浄装置への投入土壤、洗浄処理土壌の含水比を測定し、乾燥重量に換算した。土壌の粒度分析はJIS A1204に準拠し、2mm～75μmは乾式篩法で、75μm篩を通過した試料は沈降分析により実施した。飯笹村および川内村における実験では、乾式篩法でのみ粒径を測定した。

## (7) 放射性セシウムの分析

土壌中のセシウム137は株式会社千代田テクノルの協力により、ゲルマニウム半導体検出器（Model GC2018-7500SL-2002CSL, Canberra）で測定した。空間線量は環境モニタリングシステム（FAU12-1-A3，株式会社パルシステム）によって10分間隔で測定した。
図(1)-12 福島県川内村の実験現場.
表(1)-8 空気揚土攪拌式洗浄装置による川内村のセシウム汚染土壌の洗浄実験の条件一覧

実験A-1	実験A-1C	実験A-2	実験A-2C	実験A-3	実験A-3C	実験B-1	実験B-1C	実験B-2	実験B-2C	実験B-3	実験B-3C
使用土壤	土壤A	土壤A	土壤A	土壤A	土壤A	土壤A	土壤B	土壤B	土壤B	土壤B	土壤B	土壤B
投入土壤(kg-wet)	10	10	20	20	30	30	10	10	20	20	30	30
洗净水A(L)	183	180	180	186	160	166	180	179	180	186	148	141
処理水A(L)	175	177	167	166	147	168	176	176	167	166	137	143
処理水B(L)	9.5	9.1	5.1	5.4	11.9	3.1	9.0	9.8	5.1	5.4	12.5	12.7
処理水A+B(L)	184	184	167	171	160	171	185	186	173	171	149	155
加水(L)	-	50	-	42	-	57	-	56	-	42	-	57
オーバー水(L)	-	187	-	178	-	169	-	186	-	178	-	156
アンダー水(L)	-	48	-	34	-	58	-	55	-	34	-	56
凝集処理水(L)	180	181	167	173	145	159	180	181	167	180	143
凝集土壤(L)	4.1	3.3	6.6	48	14.4	11.6	4.4	3.7	6.6	4.8	12.6	12.1
脱水ろ液(L)	-	-	5.2	4.2	-	-	-	-	5.2	-	-

空氖量 上部0.39-0.48、中部0.04、下部 $ 0.04\;m^{3}/min $ 、洗净時間30分、沈降時間30秒

図(1)-13 福島県川内村の土壌 A、B の粒径分布.
図(1)-14 福島県川内村に設置したサイクロン分級装置.
## （３）水相からのセシウムの回収方法の開発

## 1 ）模擬汚染土壌からのセシウムの抽出と吸着

土壌洗浄によって、セシウムが水相に放出された場合、吸着剤によってそれを除去することが必要となる。そこで、水相にセシウムが放出された際に有効な吸着剤を調べるとともに、砂礫分、粘土分のモデル物質を用いて、それらの物質のセシウム吸着特性を調査した。

ここで、ゼオライトは一般に

$$ \begin{aligned}&\left(\mathrm{M}^{\alpha},\mathrm{M}^{\beta}{}_{1/2}\right)_{\mathrm{m}}\left(\mathrm{Al}_{\mathrm{m}}\mathrm{Si}_{\mathrm{n}}\mathrm{O}_{2(\mathrm{m}+\mathrm{n})}\right)\cdot\mathrm{xH}_{2}\mathrm{O},\ (\mathrm{n}\geqq\mathrm{m})\\&\quad\mathrm{M}^{\alpha}\mathrm{:Li}^{+},\ \mathrm{Na}^{+},\ \mathrm{K}^{+},\ \mathrm{etc}、\ \mathrm{M}^{\beta}\mathrm{:Ca}^{2+},\ \mathrm{Mg}^{2+},\ \mathrm{Ba}^{2+},\ \mathrm{etc}\end{aligned} $$

の組成 $ ^{26)} $ で表わされ、図(1)-15に示すように二酸化ケイ素からなる骨格を基本とし、一部のケイ素がアルミニウムに置き換わった三次元網目構造を有している $ ^{5)} $ 。ゼオライトによるセシウムイオンの吸着は、静電吸着によるものがほとんどで、この静電力の発生メカニズムは次の2つに分けられる。

1つ目の発生メカニズムは、ゼオライト構造の骨格となるケイ素の一部がアルミニウムに置き換わることによって生じる。ケイ素の原子価が4、アルミニウムの原子価が3であるため、構造内で負の原子価が余ることに由来する負電荷であり、この負電荷を永久電荷 $ ^{13,28} $ と呼ぶ。永久電荷は通常ナトリウムイオン、カリウムイオンといったカチオンにより中和されているが、負電荷へは正電荷の大きいイオンほど吸着されやすく、また同じ電荷を持つイオンであれば、原子番号が大きいほど吸着されやすいため、負電荷のカチオンに対する水和の場合、吸着選択性は、 $ Na^{+}
擬汚染黒ボク土と固液比1:10で24時間振盪した。その後、ろ過により黒ボク土を除き、セシウムが抽出された脱離液を準備した。脱離液のセシウム濃度はICP-MS (Agilent7700、Agilent Technologies)により測定した。次に、準備したそれぞれの脱離液10 mLを6つ用意し、強磁性吸着剤として磁化ゼオライト(MCR-03-Z、三菱製紙株式会社)を1、2、5、10、25、50 g/Lとなるように添加した。24時間振盪後、ICP-MSにより磁化ゼオライトのセシウム吸着率を算出した。

図(1)-15 ゼオライトの構造.

## 2 ）強磁性吸着剤のセシウム吸着能に与える共存イオンの影響

溶液中に存在する共存イオンが強磁性吸着剤のセシウム吸着能に与える影響について調査した。ナトリウムイオン濃度0.001～0.5 mol/LのCsCl溶液(セシウムイオン濃度10 mg/L)を調製し、調製した溶液中での磁化ゼオライト(添加量1 g/L、振盪24時間)のセシウム吸着量を算出した。また共存イオンとして、カリウムイオン、オキソニウムイオン( $ K^{+} $ 、 $ H_{3}O^{+} $ )についても同様の実験を行った。

## 3 ）磁気アルキメデス法を用いたさらなる汚染土壌の減容化

磁気分離の手法の一つである磁気アルキメデス法を用いて、水相からのさらなるセシウムの濃縮による減容化を試みた。サイクロン分級後に回収される粘土微粒子は、放射性物質を多く含むが、その粘土微粒子の中でもセシウムの吸着性は種類により異なる。セシウムを強く吸着する粘土粒子は常磁性であり、その他の粘土粒子は反磁性であることが分かっている。そのため、磁化率の違いを利用した分離手法の一つである、磁気アルキメデス法をサイクロン分級の後処理として導入し、土壌洗浄→サイクロン分級→磁気アルキメデス法という順で粘土粒子を分離することにより、さらなる汚染土壤の減容化を試みた。

アルキメデスの原理とは、「物質が重力場において、物質を取り囲む周囲の媒体を退けることでその重さと逆向きの力を受ける」という原理である。土壤中でセシウムを強く吸着する2:1型粘土鉱物は、主として常磁性物質であり、 $ 10^{-4}\sim10^{-6} $ と小さいものの、正の磁化率をもつ。そのため、
強い磁場を印加すると、磁気力に牽引され移動する。一方、同じ粘土鉱物でも比較的セシウム吸着力の弱い1：1型粘土鉱物は、主として反磁性物質であり、強い磁場を印加すると磁石から退けられる力が作用する。

そこで、分離対象粒子をその磁化率よりも大きな常磁性媒質に懸濁させると、磁気力によって牽引される力の相対的な差により、見かけ上、媒質の方が重くなるため、粒子が浮上する。各粒子の浮上位置は、媒質と分離対象粒子との磁化率差および密度差によって決定される。この浮上位置の違いを利用して分離を行う手法のことを磁気アルキメデス分離というが、鉛直方向の磁気力の違いのみならず、水平方向の磁気力の違いも利用する場合もある。今回の分離対象となる、サイクロン分級後の土壌懸濁液に対しては、ポンプで磁石上の流路に連続的に送液し、流れの中で受ける垂直方向と水平方向の磁気力の大きさの違いによって分離することを試みた。

以下に粒子および媒質に加わる磁気力、重力、粒子が媒質から受ける浮上力をそれぞれ示し、媒質中の粒子に加わる鉛直方向の力について述べる。

磁気アルキメデス分離に用いる物質は常磁性及び反磁性であるので、磁化の磁場によるポテンシャルエネルギーUは、磁化率の大きさが外部印加磁場によらず一定であるので

$$ U=-\mu_{0}m H $$

と表される。ここで$\mu_{0}$は真空の透磁率、$\pmb{m}$は磁化、$\pmb{H}$は外部磁場である。

このとき磁気力Fはポテンシャルの傾きによって表わされるので

$$ F=-g r a d(U)=\mu_{0}\nabla\big(m\cdot H\big)=\mu_{0}\big(m\cdot\nabla\big)H $$

となる。常磁性物質にかかる磁気力は磁気勾配に比例する力であることが分かる。また磁場空間が真空であるとき、磁束密度Bと外部磁場Hとの関係は、真空の透磁率を用いて

$$ B=\mu_{0}H $$

と表わされる。さらに、体積あたりの磁化mは、体積磁化率χを用いて

$$ m=\chi H $$

と表わされる。以上の式を用いると対象物に作用する体積当たりの磁気力 $ F_{m} $ は

$$ F_{_{m}}=\frac{\chi}{\mu_{_{0}}}(B\nabla)B $$
と表される。ここで、磁石が形成する磁場分布は軸対称であることから、磁気力 $ F_{m} $ は次のように展開される。

$$ \begin{align*}F_{m}=&\frac{\chi}{\mu_{0}}(B_{r},B_{\vartheta},B_{z})(\frac{\delta}{\delta r},\frac{1}{r}\frac{\delta}{\delta\vartheta},\frac{\delta}{\delta z})B\\=&\frac{\chi}{\mu_{0}}(B_{r}\frac{\delta}{\delta r}+\frac{1}{r}B_{\vartheta}\frac{\delta}{\delta\vartheta}+B_{z}\frac{\delta}{\delta z})(B_{r},B_{\vartheta},B_{z})\end{align*} $$

以上から、対象物に作用する体積当たりの磁気力の鉛直成分は次の式で表される。下付のzは鉛直方向を示している。

$$ F_{M z}=\frac{\chi}{\mu_{0}}(B_{r}\frac{\delta}{\delta r}B_{z}+B_{z}\frac{\delta}{\delta z}B_{z}) $$

次に重力項について示す。物質に働く力に重力は一般に

$$ F_{g}=mg $$

とあらわされる。mは物質の質量、gは重力加速度である。ここで質量mは、密度ρと体積Vを用いて

$$ m=\rho V $$

で表わされる。つまり単位体積当たりの媒質及び粒子に働く重力は

$$ F_{g}=\rho g $$

である。まず粒子に作用する力の鉛直成分について考える。媒質および粒子にそれぞれ磁気力 $ F_{z} $ と重力 $ F_{g} $ の合力が作用すると考えると、媒質に作用する力 $ F_{f} $ および粒子に作用する力 $ F_{p} $ はそれぞれ(8)、(9)式より

$$ F_{_{fz}}=\left[\frac{\chi_{_{f}}}{\mu_{_{0}}}(B_{_{r}}\frac{\delta}{\delta r}B_{_{z}}+B_{_{z}}\frac{\delta}{\delta z}B_{_{z}})+\rho_{_{f}}g\right] $$
$$ F_{_{p z}}=\left[\frac{\chi_{_{p}}}{\mu_{_{0}}}(B_{_{r}}\frac{\delta}{\delta r}B_{_{z}}+B_{_{z}}\frac{\delta}{\delta z}B_{_{z}})+\rho_{_{p}}g\right] $$

と表される。ここで媒質に作用する力とは、粒子に働く浮力としてとらえることが出来る。以上から、粒子に作用する鉛直成分の力 $ F_{pz} $ は、粒子に作用する力 $ F_{p} $ から媒質に作用する力 $ F_{f} $ を引いたものとなり、以下の式で表される。

$$ F_{_{z}}=\left[\frac{\left(\chi_{_{p}}-\chi_{_{f}}\right)}{\mu_{_{0}}}(B_{_{r}}\frac{\delta}{\delta r}B_{_{z}}+B_{_{z}}\frac{\delta}{\delta z}B_{_{z}})+\left(\rho_{_{p}}-\rho_{_{f}}\right)g\right] $$

対象物を浮上させるためには数百 $ T^{2}/m $ 程度の磁場積領域を発生させることの出来る磁場発生源が必要である。そのため本実験において磁気アルキメデス法を利用するための磁場発生源としては、複数の磁石を組み合わせて強磁場と高磁場勾配を形成できるハルバッハ配列の永久磁石を用いた。

ハルバッハ配列とは、図(1)-16のように永久磁石を90度ずつ回転させて並べることで磁界分布を磁石の片側に集中させる配列のことである。ハルバッハ配列の仕組みを図(1)-17に示す。矢印の入った四角形は永久磁石を表しており、矢印の先端がN極、後方がS極である。縦方向に並んだ磁石と横方向に並んだ磁石のそれぞれの磁束線が重なり合い、配列の上部では磁場を強めない、配列の下部では磁場を打ち消しあう。このような仕組みにより、ハルバッハ配列磁石は元の永久磁石よりも強い磁場積を得ることが可能となる。

図(1)-18は、有限要素法の解析ソフト(ANSYS10.0)でハルバッハ配列の磁場解析を行った図である。図の中で赤くなっている部分が、ハルバッハ配列の原理によって磁束密度が高くなっている部分である。図中の数値の単位は[T]である。この図から、ハルバッハ配列により、磁石近傍に強い磁場と高い磁場勾配を形成できることが分かる。

本研究では、ハルバッハ磁石が有するこのような磁場分布の特徴を活かし、粒子に作用する鉛直方向と水平方向の磁気力の差を利用した分離を行った。高勾配磁気分離は、細線近傍の高い磁気力によって磁性を持った分離対象物を磁気フィルターに捕捉する手法で、高速大量処理が可能である。これまで磁気分離は、主に分離対象物同士の磁化率差がきわめて大きい場合に限られて用いられてきた。しかし土壌中の粘土粒子のほとんどは常磁性物質あるいは反磁性物質であり、その磁化率差は通常の磁気分離に比較してかなり小さい。そのため分離の選択性を高めることが必要である。

そこで、分離対象物を分散させた媒質の磁化率と、それぞれの粒子の磁化率との関係に着目した。流体中の粒子に作用する力の関係を図(1)-19に示す。左側が粒子の磁化率が媒質よりも大きい場合、右側が小さい場合を示している。ただし媒質および粒子はすべて常磁性体としている。粒子の磁化率が媒質の磁化率よりも大きい場合、粒子にはそれぞれに作用する磁気力の差が磁石方向に牽引される力として働き、ドラッグ力を調整することで捕捉可能となる。一方、粒子の磁化率が媒質よりも小さい場合、粒子には磁気力の差が磁石から遠ざかる方向に働くため捕捉されずに流されていく。このように、媒質の磁化率を分離対象物質どうしの間になるように調整する
ことで、選択的な分離が可能になると考えられる。

図(1)-20に反磁性物質の浮上実験の写真を示す。これは媒質として常磁性の塩化マンガン水溶液を利用したものであるが、実際の土壌懸濁液には、鉄やマンガンといった常磁性のイオンが土壌から微量に溶解していることが想定されるため、今回は実用性を考えて、媒質はそのままの水道水を利用した。

本研究での捕捉ターゲット粒子は、セシウムを強く吸着すると考えられている、常磁性の粘土鉱物である。実験体系を図(1)-21に示す。実験に用いた粘土粒子懸濁液は1 Lで、固液比が1:200であった。強磁性線として線径0.2 mmのSUS430のワイヤーをハルバッハ磁石の最も磁場の強い部分に設置し、そこに流速2 cm/sで懸粘土粒子懸濁液を流した。ハルバッハ磁石の最大磁束密度は1.4 Tであった。

## 4 ）水相からの懸濁土壌の回収方法の比較

これまでの実験結果から、水相からのセシウムは検出限界以下であったため、懸濁土壌（粘土＋セシウム）を水相から回収する手法を検討した。静置沈降、ろ過、凝集沈殿、フィルタープレス（乾燥脱水）、磁気アルキメデス法を比較した。
図(1)-16 ハルバッハ配列.

図(1)-17 ハルバッハ配列の仕組み.
図(1)-18 平板型ハルバッハ配列.

図(1)-19 アルキメデス分離の原理.
図(1)-20反磁性物質の浮上実験.

図(1)-21 磁気アルキメデス分離の実験体系(横から見た模式図).
## (4) 北茨城市の土壌の汚染状況と減容化の可能性の事前調査

北茨城市の市長公室企画政策課と協力し、土壌の汚染状況と放射線対策の議論を行った。なお、本研究課題の実施以前の2011年11月7日にも研究打ち合わせ会議をした。当時の北茨城市の汚染状況としては、約0.3μSv/hの空間線量であり、文部科学省による土壌（地表面から5cmまで）の核種分析の結果、局所的に約200,000Bq/m²のところがあり、畑は～3000Bq/m²（セシウム134、セシウム137の合計値）の汚染状況である情報を収集した。優先的に除染が実施された学校施設及び北茨城市北部の汚染ホットスポットについては、2012年7月27日に現地視察を行った。
## 4 ．結果及び考察

## （１）土壌からの粘土・セシウムの効率的な分離条件の解明

## 1 ）小型空気揚土式洗浄装置を用いた分離条件の検討

小型空気揚土式洗浄装置を用い、飯舘村の土壌の洗浄実験を2回、川内村の土壌の洗浄実験を1回実施した。湿重量基準、乾重量基準での物質収支を表(1)-9に示す。飯舘村土壌について、1回目、2回目の湿重量基準での物質収支はそれぞれ、99.4%、98.0%であった。また、乾重量基準でのそれは、93.8%、101.0%となった。川内村土壌の湿重量基準での物質収支は100.0%であり、乾重量基準での物質収支は100.5%となった。

小型空気揚土式洗浄装置による土壌洗浄でのγ線量の収支を表(1)-10に示す。飯舘村の土壌は、乾重量で10～14％が粒径の小さい懸濁土壌として分離され、この土壌からは洗浄前の土壌の2倍近いγ線が検出された。一方、乾重量で67～81％が大きな粒子で構成される排出土壌となり、この土壌からは洗浄前の土壌の60％前後のγ線しか検出されなかった。川内村の土壌は、乾重量で12％が粒径の小さい懸濁土壌として分離され、この土壌からは洗浄前の土壌の2.7倍ものγ線がやはり検出された。一方、乾重量で70％が排出土壌となり、この土壌からは洗浄前の土壌の70％前後のγ線しか検出されなかった。このことは、放射性セシウムが、粘土やシルトなどの細かな粒子に付着しやすい性質を表している。しかし、本法による洗浄によって、砂礫分（排出土壌）の放射線量が、期待していたほど低下しておらず、放射性セシウムの大半は、懸濁土壌よりも、排出土壌に残存している結果となった。

また、図(1)-22に川内村の土壌の洗浄前後の粒径分布と粒径別の放射線量を示す。川内村の土壌には、75μm以下（粘土・シルト）の粒子が7%含まれていた一方、2000μm以上の大粒子が40%を占めていた。洗浄排出土壌には、75μm以下の粒子が2.7%を占めるようになり、2000μm以上の大粒子はわずか13%に減少していた。このことから、土壌洗浄によって、大きな粒子が細かく砕かれたことが示された。洗浄前の土壌の放射線濃度は、2000μm以下の大きさの粒子はいずれも83,000Bq/kg-dry以上を示し、2000μm以上のものだけが、40,000Bq/kg-dryを下回った。洗浄排出土壌は、いずれの粒径でも洗浄前よりも放射線濃度が低下しており、2000μm以下の大きさの粒子はいずれも60,000Bq/kg-dry以上を示した一方、2000μm以上のものは20,000Bq/kg-dryを下回った。

この原因として、砂礫分に弱く吸着しているセシウムが存在していることが考えられる。砂礫分に弱く吸着しているセシウムは、主としてpH制御やイオン交換により脱離可能な変異電荷に吸着していることが考えられるため、上記の仮説が正しいとすれば、塩や酸の溶液で洗い流すことが可能であると考えられる。そこで、ここでは、排出土壌を比較的環境負荷の低いと考えられる炭酸カリウム（ $ K_{2}CO_{3} $ ）の1 mol/L水溶液で洗浄し、分級後の排出土壌の後処理によって、線量を下げることが可能かどうかを調べた。

排出土壌を$\mathrm{K_{2}CO_{3}}$水溶液で洗浄し、洗浄後のセシウム137のγ線を測定したところ、表(1)-11に示す結果が得られた。洗浄前後の土壌の線量に変化はほとんどなく、あるいは若干低下した程度にとどまった。このことから、セシウムとイオン交換しやすいと言われるカリウム塩水溶液によっても排出土壌に吸着したセシウムは殆ど除去されず、強固に吸着している可能性が示唆された。

本来、砂礫分は、石英や長石など成分から成るため、その表面には変異電荷が主として存在しているため、砂礫分にセシウムが存在したとしても、低濃度の炭酸カリウムで洗浄することにより、カリウムイオンとのイオン交換によって比較的容易に脱離することを予想していたが、上記
の結果から、今回分級を行った土壌において、砂礫に吸着しているセシウムは、砂礫表面の変異電荷などの相互作用の弱い吸着サイトではなく、比較的強い相互作用によって吸着していると考えられる。

そこで、砂礫分にセシウムがなぜ強い相互作用によって吸着したのかを検討した。砂礫分へのセシウムの吸着形態として、以下の形態が考えられる。

① 砂礫分の空隙に物理的に吸着した粘土分にセシウムが二次的に吸着している。

② 砂礫分の表面に有機物が付着しており、そこに粘土鉱物が物理的に吸着している。

③ 砂礫中に存在する粒界、あるいは砂礫を構成する成分の一つである雲母にセシウムが浸透し、強く吸着している。

これらのいずれの形態でセシウムが吸着していることが原因で、吸着したその吸着構造を検討するため、排出土壤をふるいによって各粒度の粒子に分け、それぞれを顕微鏡観察した結果を図(1)-23に示す。排出土壤、特に、粒径106μm以上の砂礫粒子は、粒子同士が有機物で結合して団粒構造を形成することで粗大粒子を形成し、排出土壤として沈降していることが分かった。そのため、特にセシウムを強く吸着するとされている粘土成分が、この団粒構造中の有機物に強く吸着していると推定される。また、沈降粒子の中には一部粗大有機物も含まれており、その表面にも粘土粒子が付着している様子も観察された。また排出土壤中には、少量ではあるが、75μm以下の粒子も含まれていたことから、今回用いた小型分級装置の性能が不十分であったために、砂礫中には本来は混入しないはずの粘土粒子が混入していたことも考えられる。これらの結果から、今回の川内村鍋倉土壌にように、団粒構造を形成しやすい土壌では、空気揚土式土壌洗浄のみでは、土壌中の放射性セシウムを分離することは困難であるといえる。そのため、このような土壌の分級による汚染土壌の減容化のためには、後述する前処理あるいは後処理が必要になると考えられる。

団粒構造の形成には、有機物の含有量が大きく関与している。土壌の団粒構造により、本研究開発手法が、そのままでは適用できない場合、前処理として、有機物が分解する程度の温度で土壌の焼却を行い、その後分級操作を行えば、線量を低減できる可能性は考えられる。あるいは、団粒構造を解消するための分散散剤を用いた前処理や、土質に応じた洗浄液を用いた前処理あるいは後処理が有効であると考えられる。しかし、本装置の小型でモーバイルなシステムという長所を最大限に生かすためには、当面は本装置で分離可能な土に対象を絞り、必要な場所でオンサイト分級による減容化を行っていくことが実用的である。
表(1)-9 小型空気揚土式洗浄装置を用いた飯館村と川内村の土壌の洗浄実験における物質収支

飯館村1回目	飯館村2回目	川内村
IN	投入土壤	kg-wet	1.00	1.20	1.20
洗净水	L	10.00	10.00	10.00
残渣洗净水	L	1.50	1.50	2.50
計	kg	12.50	12.70	13.70
OUT	懸濁水	kg	8.95	9.00	9.13
裝置内残渣	kg	0.20	0.25	0.38
排出土壤	kg	3.27	3.20	4.19
計	kg	12.42	12.45	13.70
收支	%	99.36	98.03	100.00

投入した土壌の水分含量：飯舘村1回目39.4%、2回目35.3%、川内村42.0%

表(1)-10 小型空気揚土式洗浄装置を用いた飯舘村の土壌の洗浄実験におけるγ線測定結果

飯館村土壤 1 回目	重量 (g-dry)	Cs137(cps/g-dry)	Cs137(cps)
IN	投入土壤	606 (100%)	3.55	2151 (100%)
OUT	懸濁土壤	90 (14%)	7.40	666 (31%)
排出土壤	408 (67%)	2.09	854 (40%)
裝置內殘渣	70 (12%)	0.91	64 (3%)
排出土壤上澄液	2500	0	0 (0%)
計	568 (94%)	1584 (74%)

飯館村土壤 2 回目	重量 (g-dry)	Cs137(cps/g-dry)	Cs137(cps)
IN	投入土壤	776 (100%)	3.73	2894 (100%)
OUT	懸濁土壤	79 (10%)	7.15	565 (20%)
排出土壤	627 (81%)	2.41	1509 (52%)
裝置內殘渣	78 (10%)	1.66	129 (5%)
排出土壤上澄液	2500	0	2 (0%)
計	784 (101%)	2205 (76%)

川内村土壤	重量 (g-dry)	Cs137(cps/g-dry)	Cs137(cps)
IN	投入土壤	696 (100%)	90.54	63015 (100%)
OUT	懸濁土壤	83 (12%)	240.71	19978 (31%)
排出土壤	484 (70%)	62.64	30336 (48%)
排出土壤上澄液	2500	0.02	50 (0%)
計	3067 (81%)	50365 (80%)
図(1)-22 川内村土壌の粒径分布と粒径別の放射線量の分布.

表(1)-11 K₂CO₃洗浄によるセシウム137の洗い出し効果 (g当りγ線量，単位：Bq/g)

粒径	106-250μm	250-425μm	425-850μm	850-2,000μm
排出土壤	96.5	84.3	68.4	64.1
K2CO3洗净後	97.0	79.4	61.1	57.1
75μm以下

75-106μm

106-250μm

250-425μm

425-850μm

850μm以上

図(1)-23 ふるい分け後の土壌の顕微鏡写真.
## 2 ）土壤から効率的にセシウムを脱離できる条件の検討

ヨウ化カリウム溶液と硝酸を脱離液とし、溶液濃度および黒ボク土壤と溶液との固液比を変化させたセシウムの溶出実験の結果を図(1)-24に示す。固液比を5とした1.0～1.5mg/Lのヨウ化カリウム溶液において、60%以上の高いセシウム溶出率が得られた。また、低固液比において同数のイオンが存在する状況では、高濃度にするよりも固液比を高くした方が脱離に有効であることがわかった。その理由としては、低固液比の溶液中では土壤が十分に分散せず、対象とするセシウムイオンと水素イオンやカリウムイオンの接触確率が減り、脱離が起こりにくくなったことが挙げられる。そのため溶液の濃度を上昇させても、固液比を高くしたときに比べて脱離率が向上しなかったと考えられる。なお、その他の溶液では、顕著なセシウムの溶出は観察されなかった。

図(1)-24 ヨウ化カリウム溶液と硝酸溶液による土壌からのセシウムの脱離.
## (2) 空気揚土攪拌式洗浄装置を用いた汚染土壌の洗浄方法の開発

## 1 ）非汚染土壌の洗浄実験

開発した装置による非汚染土壌の洗浄結果を表(1)-12示す。実験1-E、1-Fでは、湿重量10 kg（乾燥重量9.7 kg）の土壌を投入し、約100 Lの洗浄水Aで洗浄を行った。ブロワーによる通気によって、土壌は装置内部で良好に攪拌された。洗浄後、約90 Lの処理水Aを処理水槽にポンプで移した。装置下部から排出した土砂には、9～10 Lの処理水Bが含まれていた。約29 Lの洗浄水Bで土砂をさらに洗浄し、処理水Cを得た。処理水槽には、細かな土壌粒子が懸濁した処理水A+B+Cが、約130 L貯留された。洗浄処理土壌の重量は、実験1-E、1-Fにおいて、洗浄装置に投入した土壌のそれぞれ69%、78%に相当するものであった。一方、水に懸濁して処理水槽に移行した土壌粒子の重量は、実験1-E、1-Fにおいて、投入した土壌のそれぞれ15%、18%に相当するものであった。

実験2-A、2-B、2-Cでは、湿重量20kg（乾燥重量17.8～19.4kg）の土壌を投入し、93～94Lの洗浄水Aで洗浄を行った。土壌は装置内部で良好に攪拌洗浄されたが、投入量を増やした分、洗浄水Bを55.8～58.2Lと増加させ、処理水槽に処理水A+B+Cが149～153L貯留された。投入した土壌重量に対し、洗浄処理によって得られた土壌は66～77％となり、処理水槽に移行した土壌粒子は15～25％となった。

実験3-Aのように投入量を湿重量30kgにまで増加させ、洗浄水Aを87Lにした場合でも、装置内における土壌の攪拌状況は良好であった。投入した土壌重量の71％が洗浄処理土壌として回収され、17％が処理水槽に懸濁土壌として分離された。

装置に投入した洗净前の土壌、洗浄処理土壌、処理水槽の懸濁土壌の粒径分布を図(1)-25に示す。洗浄前の土壌には、粘土・シルト分（～75μm）が20%含まれていた。実験1-F、2-C、3-Aにおける洗浄排出土壌には、粘土・シルト分が6%以下しか含まれていなかった。実験1-F、2-Cにおける処理水槽の懸濁土壌粒子は、粘土・シルト分が90%以上（粘土44%、シルト46%）を占めており、開発した土壌洗浄装置によって、土壌粒子の分級が可能であることが示された。なお、実験3-Aにおける洗浄によって処理水に懸濁した土壌粒子の粒径分布は未測定である。

処理水槽の懸濁土壌は、主に粘土・シルト分で構成されているため、数日間が経過しても、細かな粒子は完全には沈殿しなかった。そこで、実験1-E、1-Fで得られた処理水槽の懸濁土壌に対し、塩化第二鉄を90～120 mg/L、助剤を1 mg/Lとなるように添加して凝集沈殿を行ったところ、表(1)-13に示すように、懸濁土壌の濃度が11～13g/Lから230～270 g/Lとなり、20倍以上に濃縮できた。なお、土壌懸濁液のpHは塩化第二鉄の有効pHの範囲である約8であったため、pH調整は行っていない。図(1)-26に示すように、これを脱水したところ、90％以上の土壌粒子の回収率が得られ、含水率が約30％の土壌ケーキを得ることができた。土壌粒子が0.07～0.12g/Lの濃度で、わずかに脱水ろ液に残存したが、装置の実用化の際には、脱水ろ液は洗浄水Aとして循環利用するものであり、十分に低濃度であるといえる。なお、実汚染土壌の場合、この土壌ケーキ中に高濃度の放射性セシウムが含まれることになるが、できるならば、酸抽出法、土壌燃焼法などによって、この土壌ケーキから放射性セシウムだけをさらに回収することが理想的である。
表(1)-12 空気揚土攪拌式洗浄装置による非汚染土壤の洗浄実験の結果一覧

実験1-E	実験1-F	実験2-A	実験2-B	実験2-C	実験3-A
投入土壤（kg-dry）	9.7 (100%)	9.7 (100%)	19.4 (100%)	17.8 (100%)	17.8 (100%)	26.5 (100%)
洗净处理土壤（kg-dry）	6.7 (69%)	7.6 (78%)	15.0 (77%)	13.2 (75%)	11.6 (66%)	18.7 (71%)
処理水槽の懸濁土壤粒子（kg-dry）	1.5 (15%)	1.7 (18%)	2.9 (15%)	3.4 (19%)	4.5 (25%)	4.5 (17%)

表(1)-13 凝集沈殿と脱水による処理水槽の懸濁土壌粒子の回収

凝集沈殿の条件	脱水原液
(凝集沈殿後)	脱水結果
懸濁土壤
濃度
(g/L)	凝集剤濃
度(mg/L)	助剤濃度
(mg/L)	懸濁土壤
濃度
(g/L)	pH	土壤回
收率
(%)	ケーキ
含水率
(%)	ろ液の懸濁
土壤濃度
(g/L)
実験	11	120	1	230	8.15	105	30.3	0.07
1-E
実験	13	90	1	270	8.21	91	31.2	0.12
1-F
図(1)-25 空気揚土攪拌式洗浄装置による洗浄前後の土壌の粒径分布．実験1-F(A)，実験2-C(B)，実験3-A(C).実験3-Aにおける洗浄によって処理水に懸濁した土壌粒子の粒径分布は未測定.
図(1)-26 脱水装置による土壌洗浄液中の土壌粒子の回収.

上 脱水試験装置 下 脱水土壌ケーキ.
## 2 ）飯館村の放射性セシウム汚染土壌の洗浄実験

非汚染土壌の洗浄実験後、空気揚土攪拌式洗浄装置を福島県飯舘村に移設し、セシウム汚染土壌の洗浄実験を実施した結果を表(1)-14に示す。また、土壌とセシウム137の物質収支を図(1)-27、図(1)-28に示す。また、洗浄前後の土壌の粒径分布を図(1)-29に示す。

笹薮から採取した土壌No.1は、投入量を20kgにまで増加させたが、元の重量の45～47％に相当する洗浄処理土壌が得られた。図(1)-29に示すように、実験S1-1、S1-2において、洗浄処理土壌の粒径は、75m以下のものが大幅に減少しており、粘土・シルト分の大半が懸濁成分となったと思われる。しかし、懸濁土壌が17～35％であり、懸濁土壌濃度の測定の誤差により過少評価されていると思われ、実際は約50％相当の土壌が処理水槽に移動したと考えられる。セシウム137濃度は、洗浄前は18,800 Bq/kgと高濃度であったこともあり、洗浄処理した土壌は濃度が低下したものの、4,800～5,220 Bq/kgであった。一方、処理水槽の懸濁土壌は35,900～49,500 Bq/kgと極めて高濃度であった。洗浄前土壌に含まれていた量を100％とした物質収支では、セシウム137は、洗浄処理土壌に12～13％しか残らず、90％弱が懸濁土壌とともに水相に移行したと考えられるが、懸濁土壌濃度の測定の誤差によって、44～66％の数値となっている。

一方、駐車場から採取した土壌No.4は、実験S4-3において投入量を30 kgにまで増加させても、装置内における土壌の攪拌状況は良好であり、投入した土壌の71～86％が洗浄処理土壌として回収され、10～30％が処理水槽に懸濁土壌粒子として分離された。図(1)-29に示すように、実験S4-1、S4-3において、洗浄処理土壌の粒径は、75m以下のものがやはり減少しており、粘土・シルト分の大半が懸濁成分となったと思われる。土壌中のセシウム137濃度は、洗浄前は6,160 Bq/kgであったが、洗浄処理した土壌は予想通りに1,100～2,200 Bq/kgにまで濃度が低下し、処理水槽の懸濁土壌は28,300～70,300 Bq/kgと極めて高濃度であった。セシウム137は、洗浄処理土壌に14～26％しか残留しておらず、処理水槽の懸濁土壌に63～78％が含まれている結果となった。なお、予備実験として行った実験系S4-1-0では、洗浄前の土壌中のセシウム137濃度は、15,000 Bq/kgと高く、同じ駐車場から採取しても、値にばらつきがあることが明らかとなった。

この結果から、開発した土壌洗浄装置によって、セシウムが高濃度に含まれている粘土成分を回収し、管理対象とする土壌を減容化することが実証できたといえる。しかしながら、土壌の種類によっては、その減容化の効率は高くない場合があるといえる。小型実験装置で洗浄した飯舘村の庭土と異なり、本実験に用いた土壌は駐車場の表層から採取したものであり、有機物含有量が少なかったと考えることができる。このような場合は土壌粒子が団粒構造を形成しにくく、粘土粒子と砂礫・シルト粒子を比較的高精度に分級することができ、その結果、線量低減と減容化に成功したと考えられる。
図(1)-27 空気揚土攪拌式洗浄装置による飯舘村のセシウム汚染土壌の洗浄実験の物質収支（実験S1-1、S1-2）.
図(1)-28 空気揚土攪拌式洗浄装置による飯舘村のセシウム汚染土壌の洗浄実験の物質収支（実験S4-1、S4-3）.
表(1)-14 空気揚土式攪拌洗浄装置による飯館村のセシウム汚染土壌の洗浄試験の結果一覧

実験S1-1	実験S1-2	実験S4-1-0	実験S4-1	実験S4-3
土壤の物質収支(kg-dry)
投入土壤	7.0 (100%)	14.0 (100%)	8.4 (100%)	6.1 (100%)	22.9 (100%)
洗浄処理土壤	3.3 (47%)	6.4 (45%)	7.0 (83%)	5.3 (86%)	19.3 (84%)
処理水槽の懸濁土壤	1.2 (17%)	4.9 (35%)	1.4 (15%)	0.6 (10%)	3.6 (16%)
セシウム137の濃度(Bq/kg-dry)
投入土壤	1.9×104	1.9×104	1.5×104	6.2×103	6.2×103
洗浄処理土壤	5.2×103	4.8×103	3.1×103	1.9×103	1.1×103
処理水槽の懸濁土壤	5.0×104	3.6×104	6.3×104	4.7×104	2.8×104
セシウム137の物質収支(Bq)
投入土壤	1.3×105	2.6×105	1.2×105	4.0×104	1.4×105
(100%)	(100%)	(100%)	(100%)	(100%)
洗浄処理土壤	1.7×104	3.0×104	1.7×104	9.8×103	2.1×104
(13%)	(12%)	(17%)	(26%)	(14%)
処理水槽の懸濁土壤	5.7×104	1.7×105	7.8×104	2.9×104	1.0×105
(44%)	(66%)	(63%)	(78%)	(72%)

図(1)-29 飯館村のセシウム汚染土壌の洗浄前後の粒径分布.
## 3 ）川内村の放射性セシウム汚染土壌の洗浄実験

飯舘村での実証実験後、土壌洗浄装置を川内村に移設した。土壌の減容化処理の結果を表(1)-15、表(1)-16に示す。土壌A（農道土壌）を質重量20 kg投入した実験A-2およびA-2Cはセシウム137の濃度を測定したので、その物質収支を図(1)-30に示す。土壌や水試料の外観を図(1)-31に示す。また、洗浄前後での土壌の粒径分布を図(1)-32に示す。なお、実際には洗浄、凝集沈殿、乾燥脱水の各工程を独立して複数回実施しており、その結果を要約している。

土壌Aにはセシウム137が1,000 Bq/kg-dry含まれていた。この土壌中で75μm以下の粒子（粘土・シルト）は1.8％を占めており、この微小粒子にセシウム137は3,400 Bq/kg-dryと高濃度に含まれていた。実験A-2において、86％が重力沈降によって洗浄処理土壌として回収され、計算によるとセシウム137濃度は570 Bq/kg-dryと低いことが示唆された。一方、処理水に移行した懸濁粒子を凝集沈殿させた後、乾燥脱水機による処理によって得られた脱水ケーキには、元の土壌の43％のセシウム137（7,800Bq/kg-dry）が含まれており、元の土壌の10％の重量に減量化することができた。乾燥脱水機を用いたことにより、脱水ケーキの含水率はわずか12％であった。なお、洗浄処理後土壌には、洗浄前よりも75μm以下の粒子（粘土・シルト）の比率がわずかながら増加した。この一因として、農道から採取したこの土壌に含まれる団粒構造の一部が、洗浄過程において細かく砕かれたことが、考えられる。

実験A-2Cにおいては、凝集沈殿をする前にサイクロン分級を行った。土壌粒子の粒径測定はしていないが、大きな懸濁粒子はアンダー水に、細かな粒子はオーバー水に分離される。オーバー水に分離された土壌粒子のセシウム137濃度は、アンダー水に配分されたものよりも、わずかではあるが、やはり高かった。オーバー水中の土壌粒子を凝集沈殿後、回収された脱水ケーキ（含水率13%）は、元の土壌の重量の10％に相当し、元の土壌の30％のセシウム137（5,400 Bq/kg-dry）が含まれていた。しかしながら、アンダー水に分離された土壌粒子にも、元の土壌の21％のセシウム137（3,800 Bq/kg-dry）が含まれていた。

道路側溝から回収された土壌Bを湿重量20 kg投入した実験B-2およびB-2Cは、セシウム137の濃度を測定したので、その土壌とセシウム137の物質収支を図(1)-33に示す。土壌Aと同様に実際には洗浄、凝集沈殿、乾燥脱水の各工程を独立して複数回実施しており、その結果を平均している。また、土壌や水試料の外観を図(1)-34に示す。土壌Bにはセシウム137が7,300Bq/kg-dryと高濃度に含まれていた。この土壌中で75μm以下の粒子は4.2%を占め、この微小粒子にセシウム137は17,000Bq/kg-dryも含まれていた。洗浄によって焦げ茶色で数mmの植物性と思われる繊維や、短時間で沈降分離する砂質も含む微小粒子が水相に移行した。繊維は、表面を浮遊しているだけでなく液中にも存在することが観察された。実験B-2においては、洗浄処理土壌は元の土壌80%の重量に相当し、セシウム137の45%が残存した。一方、処理水に移行した懸濁土壌を凝集沈殿させ、乾燥脱水によって得られた脱水ケーキ（含水率12%）には、元の土壌の46%のセシウム137（24,000Bq/kg-dry）が含まれており、元の土壌の14%の重量に減量化することができた。洗浄処理後の土壌には、洗浄前よりも75μm以下の粒子（粘土・シルト）の比率がわずかながら減少していた。また、凝集沈殿の上澄水と脱水ろ液のセシウム137濃度は、それぞれ4.3Bq/L、15Bq/Lと低濃度であり、付近の河川水（5Bq/L）と同程度であった。このことからも、土壌粒子から水中へのセシウム137の脱着量は、極めて少量であることが示唆された。

実験B-2Cにおいて、凝集沈殿の前にサイクロン分級を行ったところ、やはりアンダー水に分離
された土壌粒子のセシウム137濃度はオーバー水に配分されたものよりも低く、元の土壌の29％に相当するセシウム137が回収された。回収された脱水ケーキ（含水率13%）は、元の土壌の重量の5％に相当し、元の土壌の21％のセシウム137（31,000Bq/kg-dry）が含まれていた。

以上のように小型の洗浄装置を用いて川内村の汚染土壌の減容化が実証できた。さらにサイクロン分級によって、セシウム137濃度の極めて高濃度な微粒子を回収し、乾燥脱水機によって脱水ケーキにまで濃縮することができた。しかし、サイクロン分級で得られたアンダー水中の土壌粒子にも、相当量のセシウム137が含まれており、その使用は必ずしも効果的ではなかったといえる。しかし、飯舘村の土壌（6,200 Bq/kg-dry）からは、同様の洗浄実験によってセシウム137の78％が元の重量の14％の微小粒子とともに高効率に除去されており、減容化の効果は土壌の種類によって異なるといえる。また、飯舘村での実験では不明であったが、凝集沈殿や脱水過程においてセシウム137は液相にほとんど溶出せず、土壌粒子に吸着していることが確認できた。
表(1)-15 空気揚土攪拌式洗浄装置による川内村のセシウム汚染土壌の洗浄実験の結果一覧

実験A-2	実験A-2C	実験B-2	実験B-2C
土壤の物質収支(kg-dry)
投入土壤	17.7 (100%)	17.7 (100%)	17.4 (100%)	17.4 (100%)
洗净処理土壤	15.3 (86%)	15.1 (85%)	13.9 (80%)	14.3 (82%)
処理水A+B	1.8 (10%)	1.5 (9%)	2.2 (13%)	2.4 (14%)
オーバー水	-	0.7 (4%)	-	0.9 (5%)
アンダー水	-	0.8 (5%)	-	1.8 (10%)
凝集土壤	1.8 (10%)	1.0 (6%)	2.4 (14%)	0.7 (4%)
脱水ケーキ	1.8 (10%)	1.0 (6%)	2.5 (14%)	0.9 (5%)
セシウム137濃度(Bq/kg-dry)
投入土壤	1.0×10³	1.0×10³	7.3×10³	7.3×10³
洗净処理土壤	5.7×10²	5.5×10²	4.1×10³	3.7×10³
処理水A+B	5.3×10³	6.3×10³	3.1×10⁴	3.2×10⁴
オーバー水	-	8.2×10³	-	4.7×10⁴
アンダー水	-	4.5×10³	-	1.9×10⁴
脱水ろ液	1.5×10¹	1.1×10¹
脱水ケーキ	4.4×10³	5.4×10³	2.4×10⁴	3.1×10⁴
セシウム137の収支(Bq)
投入土壤	1.8×10⁴ (100%)	1.8×10⁴ (100%)	1.2×10⁵ (100%)	1.2×10⁵ (100%)
洗净処理土壤	8.7×10³ (48%)	8.3×10³ (46%)	5.7×10³ (45%)	5.2×10³ (41%)
処理水A+B	9.3×10³ (52%)	9.6×10³ (54%)	7.0×10⁴ (56%)	7.5×10⁴ (60%)
オーバー水	6.0×10³ (33%)	4.1×10⁴ (33%)
アンダー水	3.8×10³ (21%)	3.6×10⁴ (29%)
凝集処理水	7.2×10² (0.6%)	9.0×10² (0.8%)
脱水ろ液	7.7×10¹ (0.1%)	4.4×10¹ (0.3%)
脱水ケーキ	7.8×10³ (43%)	5.3×10³ (30%)	5.8×10⁴ (46%)	2.7×10⁴ (21%)
川内村 土壤A(農道西ノ内)20kg

図(1)-30 空気揚土攪拌式洗浄，凝集沈殿，乾燥脱水による川内村の汚染土壌Aの減容化における物質収支.
処理水A+B

脱水ケーキ

洗净処理土壤

脱水ろ液

洗浄前の土壌

凝集処理水

図(1)-31 川内村の汚染土壤Aの減容化過程における土壌の外観.
図(1)-32 川内村の土壌の洗浄前後の粒径分布.

表(1)-16 空気揚土攪拌式洗浄装置による川内村のセシウム汚染土壌の洗浄実験の結果一覧

実験A-1	実験A-1C	実験A-3	実験A-3C	実験B-1	実験B-1C	実験B-3	実験B-3C
土壌の物質収支(kg-dry)
投入土壌	8.9(100%)	8.9(100%)	26.6(100%)	27.2(100%)	8.7(100%)	8.7(100%)	26.2(100%)	26.1(100%)
洗浄処理土壌	7.7(87%)	7.7(87%)	24.8(93%)	19.4(71%)	7.3(84%)	6.9(80%)	23.9(91%)	22.8(87%)
処理水A+B	0.8(9%)	0.8(9%)	2.0(8%)	2.1(8%)	0.9(10%)	1.0(12%)	2.1(8%)	3.2(12%)
オーバー水	-	0.4(5%)	-	0.7(3%)	-	0.4(5%)	-	1.4(5%)
アンダー水	-	0.6(7%)	-	1.1(4%)	-	0.6(7%)	-	1.9(7%)
凝集土壌	1.0(11%)	0.8(9%)	1.9(7%)	0.9(3%)	0.8(9%)	0.6(7%)	2.6(10%)	1.1(4%)
図(1)-33 空気揚土攪拌式洗浄，凝集沈殿，乾燥脱水による川内村の汚染土壌Bの減容化における物質収支.
処理水A+B

脱水ケーキ

洗净処理土壤

脱水ろ液

洗浄前の土壌

凝集処理水

図(1)-34 川内村の汚染土壌Bの減容化過程における土壌の外観.