Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
また、建材中のセシウムは、どの種類でも粒子態での付着は少なくイオン態がほとんどであることが明らかになった。浸透深さや吸着強さについては、建材の種類により大きく異なることが明らかになった。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

◆ 土壤中の微視的動態に関しては、事故後4年が経過した現在ではほとんどのセシウムが2：1型粘土鉱物によって強く固定化されていると考えられるため、事故直後よりも湿式・乾式分級などの分級による手法が有用であると考えられる。

◆建材中のセシウムは、表面1mm以内にほとんどのセシウムが分布しており、かつ構造的に表面切削が可能なコンクリートたたきの部分等は切削処理が有効であることが示され、一方でセシウムが内部まで深く浸透している建材は、除染するよりも交換を行うことが有効であることが示され、建材の種類に応じて除染の指針が立てられるようになった。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1件投稿中、1件投稿準備中であるため、現時点で特に記載すべき事項はない。

## くその他誌上発表（査読なし）>

1) 西嶋茂宏：低温工学、49,5,224-226(2014)

「サロン：福島に何ができますか？」

## （2） 口頭発表（学会等）

1）秋山庸子，矢坂裕太，三島史人，西嶋茂宏：

平成25年度 第4回 低温工学・超電導学会 材料研究会シンポジウム,平成25年度 第3回 電気学会 「超電導磁気分離システムを利用した除染技術」 調査専門委員会(2014.3.26) 「磁気分画法を利用した土壤中のCsの微視的動態の解析」

2) 秋山庸子：第1回「超電導磁気分離システムを利用した除染技術」調査専門委員会、大阪府吹田市(2014.6.23)

「環境省プロジェクト進捗状況」
3) 野村直希、三島史人、秋山庸子、西嶋茂宏：第1回「超電導磁気分離システムを利用した除染技術」調査専門委員会、大阪府吹田市(2014.6.23)

「土壌除染研究紹介-土壌中のセシウムの分布と吸着状態」

4) 岡田俊介、秋山庸子、西嶋茂宏：第1回「超電導磁気分離システムを利用した除染技術」調査専門委員会、大阪府吹田市(2014.6.23)

「建材除染研究紹介-建材の除染に関する調査報告」

5) 吉田有輝、関谷一輝、野村直希、三島史人、秋山庸子、西嶋茂宏：第3回環境放射能除染研究発表会、福島県郡山市(2014.7.3)

「土壌におけるセシウムの動態に関する研究」

6) 秋山庸子：第3回「超電導磁気分離システムを利用した除染技術」調査専門委員会、福島県福島市(2014.11.4)

「建材、土壤中のCsの微視的動態と問題点」

7) 岡田俊介、野村直希、三島史人、秋山庸子、西嶋茂宏：第90回2014年度秋季低温工学・超電導学会、福島県福島市(2014.11.5-7)

「セシウム動態に基づいた除染技術の研究 その1.住宅建材におけるセシウムイオンの動態に関する研究」

8) Y. Honda, S. Nishijima, 11th International Workshop on Positron and Positronium Chemistry, Goa, India, Nov. 9-14, 2014

“Application of localized annihilation of positron and o-Ps”

9) 岡田俊介、三島史人、秋山庸子、西嶋茂宏：日本放射線安全管理学会 第13回学術大会、徳島県徳島市(2014.12.3-5)，「建材におけるセシウムの動態に関する研究」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない。

## （４）「国民との科学・技術対話」の実施

1) 西嶋茂宏：日本における『環境問題』に対する取り組み方とは？「放射能汚染」の現状と今後のあり方、一般社団法人日本リスクマネジャネットワーク主催、大阪府大阪市（2013.12.15）（市民向け講座）

「土壌汚染に関する「除染」についての現況」（受講者50名程度）

2) 低温工学・超電導学会主催 市民公開講座「建材はどうすれば除染できるか？」

福島市子どもの夢を育む施設 こむこむ館) (2014.11.8) （来訪者80名程度）

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない。

## (6) その他

1) 電気学会調査専門委員会主催 第12回2013年磁気力制御・磁場応用夏の学校 優秀発表賞 受賞者：岡田俊介（大阪大学大学院工学研究科）
2) 平成25年度第4回低温工学・超電導学会 材料研究会シンポジウム

平成25年度 第3回 電気学会 「超電導磁気分離システムを利用した除染技術」 調査専門委員会共催 研究会・見学会 「福島除染に関する現状と課題」 （研究会主催）

3) 平成26年度 大阪大学総長奨励賞（研究部門）（受賞者：秋山庸子）

4) 平成26年度 日本原子力学会フェロー賞（修士論文テーマ「セシウムの微視的動態に基づいた磁気分離法による汚染土壤の減容化に関する研究」）（受賞者：吉田有輝）

### 8 \. 引用文献

1) T. Fujiwara, T. Saito, Y. Muroya, H. Sawahata, Y. Yamashita, S. Nagasaki, K. Okamoto, H. Takahashi, M. Uesaka, Y. Katsumura: Isotopic ratio and vertical distribution of radionuclides in soil affected by the accident of Fukushima Dai-ichi nuclear power plants. Journal of Environmental Radioactivity, 113, 37-44 (2012)

2) 「除染で取り除いた土壤等の処理の流れ」環境省HP (http://josen.env.go.jp/soil/storage_procedure.html)、2014年12月閲覧

3) G. Wang, S. Staunton: Dynamics of caesium in aerated and flooded soils: experimental assessment of ongoing adsorption and fixation. European Journal of Science, 61, 1005-1013 (2010)

4) 日本粘土学会：粘土ハンドブック第三版,2009

5) 農林水産技術会議事務局：「農地土壌の放射性物質除去技術（除染技術）について」（平成23年9月14日）

6) 白水晴雄：粘土鉱物学,粘土科学の基礎,朝倉書店,1988

7) 中尾淳・山口紀子：放射性物質の土壤中での動き，最新農業技術 土壤施肥 vol.4,2014

8) T. Ohno et al., “Depth profiles of radioactive cesium and iodine released from the Fukushima Daiichi nuclear power plant in different agricultural fields and forests,” Geochemical Journal, vol. 46, 2012, pp. 287-295

9) H. Kato, Y. Onda, and M. Teramage, “Depth distribution of 137Cs, 134Cs, and 131I in soil profile after Fukushima Dai-ichi Nuclear Power Plant Accident,” Journal of Environmental Radioactivity, vol. 111, Sep. 2012, pp. 59-64.

10) N. Kaneyasu, H. Ohashi, F. Suzuki, T. Okuda, and F. Ikemori, “Sulfate aerosol as a potential transport medium of radiocesium from the Fukushima nuclear accident,” Environ. Sci. Technol., vol. 46, no. 11, 2012, pp. 5720-5726.

11) T. Takenaka, and Y. Onda, “Study on the migration of radioactive materials into the cedar pollen,” Japan Atomic Energy Agency : Establishing the way to grasp long-term impacts of radioactive materials associated with the Fukushima Daiichi nuclear power plant accident, 2012, pp. 123-128

12) K. Kita, and N. Yoshida, “Scattering situation of radioactive cesium from a variety of land use section,” Japan Atomic Energy Agency : Establishing the way to grasp long-term impacts of radioactive materials associated with the Fukushima Daiichi nuclear power plant accident, 2012, pp. 153-159
13) J. Real, F. Persin, and C. Camarasa-Claret, “Mechanisms of desorption of 134Cs and 85Sr aerosols deposited on urban surfaces,” Journal of Environmental Radioactivity, vol. 62, issue 1, 2002, pp. 1-15

14) S. Staunton, C. Dumat, A. Zsolnay: Possible role of organic matter in radiocesium adsorption in soils. Journal of Environmental Radioactivity, 58, 163-173 (2002)

15) K. Akiba, H. Hashimoto, T. Kanno: Distribution Coefficient of Cesium and Cation Exchange Capacity of Minerals and Rocks. Journals of Nuclear Science and Technology, 26, 1130-1135 (1989)

16) R. N. Yong, M. Nakano, R. Pusch: Chapter 2. Nature of Soils. In “Environmental Soil Properties and Behavior”, Taylor and Francis, pp. 52 (2012)

17) T. Matsunaga, J. Koarashi, M. Atarashi-Andoh, S. Nagao, T. Sato, H. Nagai: Comparison of the vertical distributions of Fukushima nuclear accident radiocesium in soil before and after the first rainy season, with physicochemical and mineralogical interpretations. Science of the Total Environment, 447, 301-314 (2013)

18) D. M. Ozdoda, J. C. Blyth, R. F. Engler, H. Dinel, M. Schnitzer: Leonardite and Humified Organic Matter. In "Humic Substances: Structures, Models and Functions", Ed. by E. A. Ghabbour, G. Davies, The Royal Society of Chemistry, Great Britain, pp. 309-314 (2001)

19) A. Nakao, Y. Thiry, S. Funakawa, T. Kosaki: Characterization of the frayed edge site of micaceous minerals in soil clay influenced by different pedogenetic conditions in Japan and norther Thailand. Soil Science and Plant Nutrition, 54, 479-489 (2008)

20) X. Guichet, M. Fleury, E. Kohler: Effect of clay aggregation on water diffusivity using low field NMR.J. Colloid Interface Sci., 327, 84-93 (2008)

21) B. A. Moyer, Y. Sun: Chapter 6. Principles of Solvent Extraction of Alkali Metal Ions. In “Ion Exchange and Solvent Extraction”, Ed. by J. A. Marinsky, Y. Marcus, Marcel Dekker, Inc., New York, pp. 302 (1997)

22) A. A. Helal, H. A. Arida, H. E. Rizk, S. M. Khalifa: Interaction of Cesium with Humic Materials: A Comparative Study of Radioactivity and ISE Measurements. Radiochemistry, 49, 523-529 (2007)

23) M. Okumura, H. Nakamura, M. Machida: Mechanism of Strong Affinity of Clay Minerals to Radioactive Cesium: First-Principles Calculation Study for Adsorption of Cesium at Frayed Edge Sites in Muscovite. Journal of the Physical Society of Japan, 82, No. 033802 (2013)

24) K. Volchek, M. Yusuf Miah, W. Kuang, Z. DeMaleki, and F. Handan Tezel, “Adsorption of cesium on cement mortar from aqueous solutions,” Journal of Hazardous Materials, vol. 194, Oct. 2011, pp. 331-337

25) K. Maslova et al., “Fate and transport of radiocesium, radiostrontium and radiocobalt on urban building materials,” Journal of Environmental Radioactivity, vol. 125, Nov. 2013, pp. 74-80

26) R. Gopalan, Inorganic chemistry for undergraduates (Book style). Hyderabad, Telangana : Universities Press, vol. 1, 2009, pp. 159

27) Y. Marcus, Introduction to Liquid state Chemistry (Book style), Hoboken, NJ: John Wiley and Sons, 1977, pp. 213-217
28) J. Bjornstrom, A. Martinelli, A. Matic, L. Borjesson, and I. Panas, “Accelerating effects of colloidal nano-silica for beneficial calcium–silicate–hydrate formation in cement,” Chemical Physics Letters, vol. 392, Issues 1-3, Jul. 2004, pp. 242-248

29) A.G. Volkov, S. Paula, and D.W. Deamer, “Two mechanisms of permeation of small neutral molecules and hydrated ions across phospholipid bilayers,” Bioelectrochemistry and Bioenergetics, vol.42, 1997, pp. 153-160

30) H. Okochi, H. Kameda, S. Hasegawa, N. Saito, K. Kubota, and M. Igawa, “Deterioration of concrete structures by acid deposition - an assessment of the role of rainwater on deterioration by laboratory and field exposure experiments using mortar specimens,” Atmospheric Environment, vol. 34, Issue 18, 2000, pp. 2937-2945

31) K. Kobayashi, Y. Uno, and Y. Mori, “Deterioration process of concrete structures affected by acid deposition,” Journal of the Japan Society of Civil Engineers, vol.35, no. 564, 1997, pp. 243-251

32) Noriko Yamaguchi et al., “Behavior of radiocaesium in soil-plant systems and its controlling factor: A review,” Bull. Natl. Inst. AgroEnviron. Sci., vol. 31, 2012, pp. 75-129

33) Tatsuo Ishikawa, “Characterization of Steel Rusts by Gas Adsorption,” Zairyo-to-Kankyo, vol. 54, 2005, pp. 361-367

34) Masaji Takahashi, Yasuhiro Hirano, and Hitoshi Katayama, "Measuring Method of Radioactive Cesium Surface Density and Permeation Depth by Characteristic X-Ray Measurement", KEK Proceedings 2014-7 (Nov. 2014) Proceedings of the 15th Workshop on Environmental Radioactivity, pp. 287-293
（２）セシウムの動態に基づく除染シナリオの構築

福島大学 理工学群共生システム理工学類 樋口 良之

平成25～26年度累計予算額：13,451千円（うち、平成26年度予算額：5,134千円）

予算額は、間接経費を含む。

[要旨]

福島原発事故により放射性セシウムに汚染された土壌を対象に、汚染土壌の特性、除染作業の環境と条件を考慮して除染シナリオを作成し、適切な除染、減容化、および保管などの方法を検討した。本研究における除染シナリオとは、次の2つを意味する。1つは住宅や公共施設などの生活圈内の表土の剥ぎ取り（本研究では一次除染と呼称する）等の除染方法とその範囲の策定、もう一つは剥ぎ取り後の除去土壌に対して、湿式あるいは乾式の分級洗浄、磁気分離といった減容化（本研究では二次除染と呼称する）の適用方法である。これらの検討においては、福島県における大量の除去土壌の分布と本研究で開発する除染処理能力を勘案し、地域社会の要望や復興計画を満足するものでなければならない。本研究ではまず、除染範囲の最適化手法の開発を行い、対象地域の空間線量を目標値まで下げるための一次除染の計画にあたり、適切な範囲を決定するための方法を提案した。次に、除染や減容化の経済性・効率性のシミュレーション手法の検討を行った。特に、連携するサブテーマで開発している湿式分級と磁気分離による減容化を中心に、減容化のための処理と処理後の土壌の保管について検討を行った。

その結果、対象となる居住地の空間線量に寄与する周囲の影響を踏まえ、最適な除染範囲を決定できる手法を確立した。また、減容処理を適切に行えるシナリオの検討方法を確立した。具体的には、適切なシナリオとなる減容処理コストの条件を算定できるモデルを定式化した。この定式化されたモデルに基づき、福島県の除染で生じた除去土壌の実状を事例にシミュレーションを行い、シナリオの経済性を検討した。

[キーワード]

除染シナリオ、除染範囲、除去土壌、減容化、経済性評価

### 1. はじめに

福島原発事故により、飛散した放射性セシウムが長期にわたり空間放射線量を高くしているなどの問題が広域に及んでいる。福島原発事故が発生した翌年度の平成23年度になっても、東日本大震災と福島原発事故の多重災害からの復旧に労力を要し、除染計画の策定は困難を極めた。平成24年度には、福島県内の自治体の多くが、除染に関する計画を策定した。しかし、最終処分、中間貯蔵施設の見通しが立たない中で、除染作業で生じる除去土壌の搬出先である地域内の仮置場の確保が進まず、除染作業の進捗は困難を極めた。平成25年度には、地域内での仮置場の整備が進み、仮置場への除去土壌の搬入も進んだ。平成26年度には、中間貯蔵施設の検討が進み、年度の終わりには中間貯蔵施設のスタックヤードへのパイロット輸送も実施された。

このような当時の福島県の状況から、本研究の計画時点の平成24年度には、住宅、公共用地な
どの除染作業現場での除去土壌の減容化が検討された。減容化の対象は、半減期が比較的長い放射性セシウムに汚染され、大量に扱われることが想定された除去土壌である。減容化の方法は、関連するサブテーマで開発する分級洗浄を前処理にした磁気分離によるものである。本研究では、住宅や公共施設などの生活圈内の表土の剥ぎ取り、天地返しや反転耕などを一次除染と定義している。また、剥ぎ取られた表土である除去土壌に対し、湿式あるいは乾式の分級洗浄、磁気分離などの減容処理を二次除染と定義している。本研究の当初には、一次除染単独、あるいは、二次除染との組み合わせで、除染作業現場での処理シナリオを構成しようと考えた。シナリオによって、除染作業現場から排出される除去土壌が、少量の高濃度汚染の土壌と多量の低濃度汚染のものに分けられ、低濃度のものは再利用、埋め戻しをすることで減容化できると考えた。シナリオごとのコストを算定することで、シナリオの経済性を評価し、適切なシナリオ選択を目指した。

研究を開始した平成25年度以降には、除去土壌の取り扱いについて専門委員会の考え方がまとまり始め、規定化が進んだ。その結果、本研究の当初に想定していた二次除染、すなわち、比較的に放射性セシウム濃度が高い少量の土壌と低濃度の多量の土壌に分けることをしたとしても、濃度に関係なく除去土壌であり、全量を中間貯蔵施設へ輸送する方針となった。また、地域ごとに除去土壌の仮置場の整備、運用が進んだ。中間貯蔵施設の基本計画では、除去土壌などの放射能濃度が8000 Bq/kg以下のものをⅠ型施設、8000 Bq/kgを超え10万Bq/kg以下のものをⅡ型施設、10万Bq/kgを超えるものを廃棄物貯蔵施設でそれぞれ貯蔵することとなった。これらの状況に鑑み、除染作業現場での処理のシナリオの検討であった研究計画当初の考え方から、二次除染（減容処理）の実施検討範囲を中間貯蔵施設まで拡大して、シナリオの経済性、適切なシナリオ選択方法を検討することとなった。

本サブテーマでは、除染・減容化・保管等のためのコストや除染廃棄物を最小限にとどめるための、除染範囲の最適決定手法の提案と、除染の経済性・効率性のシミュレーション手法の提案を行うという2つの観点から、除染シナリオの選択方法についてのモデルングを行った。それぞれの目的は以下のとおりである。

## 2 ．研究開発目的

## (1) 除染範囲の最適決定手法の提案

汚染地域の除染が進行するにつれて，膨大な量の除染廃棄物が発生し，その仮置き場の確保が困難になりつつある。また，除染を行っても，必ずしも目標値まで線量が下がらないこともしばしば起こっている。従って，除染計画の策定には，客観的シミュレーションを用いて，適切な除染範囲・除染方法を選択する必要がある。本研究では，除染範囲の最適化選定ツールの開発に資することを目的としている。

## (2) 除染の経済性・効率性のシミュレーション手法の提案

土壌を中心にした除染対象物の特性、除染作業の環境と条件を考慮して除染シナリオを作成し、適切な除染、保管などの方法を決定する。これらの決定においては、大量の除去土壌の分布と、本研究の中で連携しているサブテーマにおいて開発の磁気分離による減容処理（二次除染）の能力を勘案し、地域社会の要望や復興計画を満足するものを選択しなければならない。また、その減容処理方法や処理後の保管方法などのコストも考慮し、適切な減容、保管などの方法を決定する。
## 3 ．研究開発方法

## (1) 除染範囲の最適決定手法の提案

現在，日本原子力研究所により，除染作業による線量率の低減効果を評価するフリーソフトウェアCDE(Calculation system for Decontamination Effect)が開発されている。このソフトウェアでは，環境に広く分布している放射性セシウムに対して作成した線量寄与データベースを用いて，表面汚染密度データに基づき除染前の空間線量率を計算し，さらに除染の度合いを示す除染係数を用いて除染後の空間線量率を予測する。更に，除染効果は線量率減少係数によって表され，これらの結果は除染対象地域の地形図上に可視化される。本研究では，このソフトウェアを利用して，更に感度解析的手法を導入することにより，対象地域の空間線量率を目標値以下にできる最小の除染範囲を計算する手法を提案する。

本研究で検討している除染範囲の最適計算手法のアウトラインを以下に示す。

① まず，対象地域の航空地図データとそれに対応する空間線量率のモニタリングデータを入手する。これに基づき，CDEを利用して，地図データから空間メッシュを作成し，各メッシュに対する汚染源（Cs134とCs137）の密度分布データを求める（図(2)-1）。

② 同時にCDEを利用して，ある5m×5mの空間メッシュに存在する単位汚染源密度による別の空間メッシュ上に与える空間線量率を距離の関数として求めておく（図(2)-2）。CDEでは，これを応答行列と呼ぶ。

③ 空間線量率を目標値以下に低減したい対象区域（例えば，居住地など。以下，「対象区域」という）に最も大きな影響を与えている周辺区域（例えば，耕作地など。以下，「周辺区域」という）のセルを検索し，そのセルを適当な方法で除染する（図(2)-3）。

④ 周辺区域で最も影響の大きい1つのセルを除染する（③のプロセス）たびに，対象区域の空間線量率を再計算する。

⑤ 対象区域の空間線量率が目標値を下回るまで，③及び④を繰り返す。
図(2)-1 対象地域の航空写真データ及び計算のために生成した空間メッシュ

図(2)-2 单位汚染源密度が発生する空間線量率と距離の関係
図(2)-3 除染範囲の最適化手法の概要

## (2) 除染の経済性・効率性のシミュレーション手法の提案

本研究の目的は、除染作業で除去された土壤の特性、除染作業の環境と条件を考慮した除染シナリオの作成である。除染シナリオの構成については「1．はじめに」において説明している。適切なシナリオを選定するためには、除去土壤の放射能濃度、取扱量を変数にして、本研究の中で連携しているサブテーマで開発した磁気分離による減容処理を含めたシナリオごとのコストが算定され、経済性が評価されなければならない。このために、プラント設計などで使われる原価計算の手法により、シナリオ構成の要素となる減容処理プラントの構築、設置、運用コストを算定する。連携サブテーマで開発する磁気分離による減容処理の実験、試験結果に基づき、毎時1トン単位の除去土壤の処理能力を有するプラント設計を行い、1トン当たりの処理コストを推定する。これにより、減容処理のコストの検討が可能になる。また、環境省の主管する除去土壤などの輸送、中間貯蔵を検討する委員会、福島県庁の関連部門に問い合わせを行いながら、それらの組織の公開資料 $ ^{1)} $ ~ $ ^{4)} $ や提供いただくデータに基づき、シナリオのモデルングと除染作業現場サイトから中間貯蔵施設までの各段階における除去土壤の放射能濃度、取扱量などのデータを収集する。収集した除去土壤の放射能濃度、取扱量に基づき、除染シナリオの事例解析を行う。これにより、除去土壤に対して、そのまま保管した場合と、磁気分離による減容処理を行った場合について、処理のコストと時間、処理後の土壤について放射性セシウム濃度ごとの量をシミュレーションにより試算できる。また、除去土壤の放射能濃度に応じて適切なシナリオ選定を支援できる方法を確立し、その方法の有用性を検証する。

## 4 ．結果及び考察

## (1) 除染範囲の最適決定手法の提案

前述したフローに基づき解析プログラムを作成し，仮想的な小規模モデルでプログラムの検証
を行った。まず，図(2)-4に示すような仮想的な20×20セルの対象地域を考え，各区分の汚染密度や除染係数，除染方法を表(2)-1に示すように設定する。ここで，対象区域をエリア1とし，目標とする空間線量率を0.7μSv/hとする。対象区域（エリア1）内を除染しても，汚染源密度の高い周辺区域（エリア7等）の影響を受けて，対象区域内の空間線量率は目標値を超える部分が存在する（図(2)-5）。この状態からスタートして，周辺区域内の影響度の高いセルを適切に検索し，必要最低限な数のセルを除染することにより，対象区域内の空間線量率を目標値以下に低減できる結果（図(2)-6）を得ることができ，プログラムは上記のアルゴリズム通り動作していることを確認した。

図(2)-4 検証のための仮想エリア

表(2)-1 规定污染源密度及び除染方法

区分	区分ID	污染密度 [Bq/cm²]	除染係数	除染方法
エリア1(居住地を想定)	1	10	1.0	除染済み
エリア2(舗装道路を想定)	3	10	1.5	高压洗浄
エリア3(草地を想定)	11	70	5.0	草剥ぎ取り
エリア4(砂地を想定)	12	20	3.0	反転耕
エリア5(未舗装道を想定)	14	20	5.0	砂利除去
エリア6(耕作地を想定)	16	40	4.0	天地返し
エリア7(林を想定)	17	150	10.0	堆積物除去+枝打ち
エリア8(グラウンドを想定)	21	20	4.0	天地返し
図(2)-5 周辺地域の除染前

図(2)-6 周辺地域の必要セルを除染後
更に，開発したソフトウェアを用いて，伊達市における除染実証実験のデータ（http://www.jaea.go.jp/fukushima/kankyoanzen/guideline_report/3.1.pdf）に適用して，妥当性の検証を行った。まず，図(2)-7及び図(2)-8に示すような実証試験サイトの航空写真を入手し，メッシュ分割を行い，実証試験で得られているモニタリングデータを用いて，汚染密度データを設定する。分割したメッシュとモニタリングポイントは必ずしも一致しないところがあるので，1メッシュ（5m×5m）内で平均値として用いた。まず，全エリアを実証実験で行われた方法と同じ方法で除染した後の家屋HA～HFの線量率を計算した。このときの家屋HA～HFの空間線量率のデータを実証実験のデータと比較して図(2)-9に示す。本ソフトウェアで計算した結果は，概ね実証実験で得られたデータの範囲に入っていることが分かる。実証実験のデータには極めて局所的なホットスポットの線量データが含まれており，一方，本ソフトウェアではそのような局所的なホットスポットを考慮できないことが差異の要因と考えられる。図(2)-10には，目標線量率を変化させた時の除染範囲の変化について示してある。目標線量率を僅かに変えただけで，除染範囲が大きく変化することが示された。

図(2)-7 対象地域の航空写真データ及びモニタリングポイント

(http://www.jaea.go.jp/fukushima/kankyoanzen/guideline_report/3.1.pdf)

図(2)-8 生成した空間メッシュとエリア分割
図(2)-9 家屋HA～HFの空間線量率のデータの比較

実証実験結果（最大値） $ 0.91 \sim 2.4 \mu S $ v/h
最適化目標値 1.0μSv/h 以下

最適化目標値 1.1 $ \mu $ Sv/h 以下

最適化目標値 1.2μSv/h 以下

図(2)-10 目標線量率を変化させた時の除染範囲の変化
## (2) 除染の経済性・効率性のシミュレーション手法の提案

## 1 ）シナリオのモデリング

研究を始めた当初は、住宅や公共施設などの生活圈内の除染作業現場サイトでの一次除染、二次除染（減容処理）で構成されるシナリオを検討していた。しかし、平成25年度の後半には仮置場の整備が進捗し始め、一部に着工、仮置場への除去土壌の搬入といった運用が認められ始め、中間貯蔵施設などの後工程も検討されるようになった。この結果、除染作業現場サイトから中間貯蔵施設までの総合的な除去土壌の流れを考慮して検討すべきとのニーズが高まり、シナリオ構成の対象範囲を拡大し検討するものとした。

このため、シナリオは、住宅や公共施設などの生活圏内の除染作業現場サイトでの一次除染、加えて、現場サイトや仮置場での減容処理の有無で構成されものへ拡大し検討を始めた。例えば、本研究の主たる対象となる除去土壤では、除染作業現場サイトにおける表土の剥ぎ取りなどの一次除染、同現場サイトでの磁気分離などの減容処理の有無、さらには、それを運搬した仮置場での減容処理の有無で複数のシナリオが設定できる。それぞれの処理の有無により設備費や運用コストがシナリオごとの総コストに加算されるだけではなく、放射能濃度が変化した処理後の土壤の運搬、輸送にかかわるコストも変動する。このようなシナリオごとの除去土壤の量や放射能濃度、コストを表(2)-2に示すように構造化し、4つのシナリオをモデルングした。表(2)-2に示した土壤の放射能濃度と量に応じた各工程jのコストCjを試算し、シナリオiごとにCjの総和をとることで総コストTiを算定でき、個々のシナリオの経済性を評価できる。

平成26年度に入り、除去土壌を貯蔵する中間貯蔵施設などの本格的な検討の段階において、除染作業で生じた除去土壌は、放射能濃度に関係なく中間貯蔵施設へ搬入することとなった。これにより、除染作業現場サイトと仮置場において、除去土壌を比較的に高濃度のものと低濃度のものに分け、低濃度のものは地域に埋め戻す減容処理のシナリオが現実的なものではないと判断された。また、この仮置場で行う減容処理のシナリオは、処理後に放射能濃度の高い土壌を生成するために、仮置場から中間貯蔵施設までの輸送において、荷姿、放射線防護など特別な配慮が求められる可能性もある。このことから、表(2)-2に示したシナリオNo.1とNo.2のみが、福島県の実状に現実的な選択となり、研究対象となった。

この福島県の実状に即したシナリオは、現実的であると同時に適切なものでなければならない。ここで言う適切とは、法令、安全を遵守しつつ、中間貯蔵施設での受入管理区分である8000 Bq/kg以下のⅠ型施設、8000 Bq/kgを超え10万Bq/kg以下のⅡ型施設、10万Bq/kgを超える廃棄物貯蔵施設といった基準に合理的であり、それぞれの施設貯蔵コストと減容処理コストのトレードオフ問題の最適解に合致するものである。

シナリオNo.1は、中間貯蔵施設に搬入された除去土壌を、放射能濃度に応じてⅠ型、Ⅱ型、廃棄物貯蔵施設へ貯蔵するものである。また、シナリオNo.2では、8000 Bq/kg以下の除去土壌は、貯蔵コストが低いⅠ型施設へ全量貯蔵するのが適切と考えられる。8000 Bq/kgを超え10万Bq/kg以下の除去土壌は、減容処理によりⅠ型施設へ搬入できるもの、Ⅱ型施設へ搬入するもの、廃棄物貯蔵施設へ搬入しなければならないものも生じる可能性がある。10万Bq/kgを超える除去土壌は、減容処理によりⅠ型、Ⅱ型施設へ搬入できるものが出てくる可能性がある。このシナリオNo.2と連携サブテーマで開発した分級洗浄と磁気分離からなる減容処理と中間貯蔵施設の関係をモデルングしたものを図(2)-11に示す。
二次除染では、Px [Bq/kg] 以下のものと、それを超えるものに分別でき、Px [Bq/kg] 以下のものがリサイクルできるものとする。

表(2)-2 シナリオの構成と除去土壌の処理の関係

シナリオ	総コスト	区 分	プロセスの流れ
除染作業現場サイト	運搬	仮置場	輸送	減容処理施設、中間貯蔵施設
除染作業(一次除染)	減容処理(二次除染)	減容処理(二次除染)	減容処理(二次除染)	減容処理(二次除染)	減容処理(二次除染)	減容処理(二次除染)	減容処理(二次除染)	減容処理(二次除染)
No.1:一次除染後、中間貯蔵施設へ搬入	T1	実施の有無	有	無	有	有	無	有	有	有	無
土壌量[t]	V1	>	V1	V1	>	V1	V1	V1	V1
污染濃度[Bq/kg]	P1	>	P1	P1	>	P1	P1	P1	P1
コスト[¥/t]	C1	---	C31	C41	---	C61	C71	C81	C81
No.2:一次除染後、中間貯蔵施設で減容処理	T2	実施の有無	有	無	有	有	無	有	有	有	有
土壌量[t]	V1	>	V1	V1	>	V1	V1	V1	V1
污染濃度[Bq/kg]	P1	>	P1	P1	>	P1	P1	P1	P1
コスト[¥/t]	C1	---	C31	C41	---	C61	C71	C81	C81
No.3:一次除染後、仮置場で減容処理	T3	実施の有無	有	無	有	有	有	有	有	有	无
土壌量[t]	V1	>	V1	V1	减容V15	V15	V15	V15	V15
污染濃度[Bq/kg]	P1	>	P1	P1	P15	P15	P15	P15	P15
コスト[¥/t]	C1	---	C31	C41	C5	C62	C72	C83	C83
No.4:一次除染後、現場サイトで減容処理	T4	実施の有無	有	有	有	有	无	有	有	无	无
土壌量[t]	V1	减容V12	V12	V12	>	V12	V12	V12	V12
污染濃度[Bq/kg]	P1	P12	P12	P12	>	P12	P12	P12	P12
コスト[¥/t]	C1	C2	C32	C42	---	C63	C73	C84	C84
図(2)-11 減容処理と中間貯蔵施設の関係のモデル

## 2 ）減容処理のモデルング

図(2)-11に示したように、本研究の減容処理は分級洗浄工程cと磁気分離工程mを組み合わせたものである。また、分級洗浄後に磁気分離を行うことが効果的で、磁気分離単独、あるいは、磁気分離後に分級洗浄を行うことは効果的でないことがわかっている。任意の工程iでは、放射性セシウム濃度Csの除去土壤が処理されると、比較的高い濃度Cihの少量の土壌と低濃度Cilの多量の土壌に分けられる。この減容処理のモデルでは、磁気分離後に排出される低濃度Cmlは、分級洗浄工程cの放射能分離比の高値Rchと重量分離比の高値Wch、磁気分離工程mの放射能分離比の低値Rmlと重量分離比の低値Wmlを用いて次式で示される。

$$ C_{ml}=C_{s}\frac{R_{ch}}{W_{ch}}\frac{R_{ml}}{W_{ml}} $$

投入される除去土壌のCsによって、Cmlが8,000 Bq/kg以下、10万Bq/kg以下、あるいは、10万Bq/kg超にそれぞれどの程度の土壌量に分けられるかが重要となる。

連携サブテーマで開発した減容処理では、現時点で除去土壌を重量について表(2)-3に示すように、放射能について表(2)-4に示すようにそれぞれ分離する。これらの表を解析条件として、投入除去土壌1トンに対して、排出される土壌の濃度と量を式(2)-1などで算定した結果を表(2)-5に示す。分級洗浄工程を単独にとらえ着目すると、投入土壌のCsが32,000 Bq/kgが一つの目安となることがわかる。Csが8,000を超え32,000 Bq/kg以下の除去土壌であれば、本来Ⅱ型施設へ搬入するところを、8割の除去土壌を貯蔵コストが安価なI型施設へ搬入できる。逆に、Csが32,000 Bq/kgを超えると排出されるCclが8,000 Bq/kgを超えてしまい、Ⅱ型施設に搬入されることになり、分級洗浄工程単独の減容処理では、処理を行う意味を失うことがわかる。適切なシナリオの説明において、各施設の基準に合理的としたのは、例えば、このように本来Ⅱ型施設へ搬入すべきものが減容処理により、貯蔵コストの安価なI型施設へ搬入できることである。分級洗浄と磁気分離を組み合わせた減容処理では、Csが4,000 Bq/kgを超えると排出されるCmlが8,000 Bq/kgを超えてしまい、貯蔵コストの検討では注意が必要となる。また、Csが8,333 Bq/kgを超えると排出される
Cmが10万Bq/kgを超えてしまい、注意が必要となる。さらに、Csが50,000 Bq/kgを超えると排出されるCmまでもが10万Bq/kgを超えてしまい、磁気分離工程のコストをかけて、この工程から排出されるすべての土壌が貯蔵コストの最も高い廃棄物貯蔵施設へ搬入しなければならない状況となる。

表(2)-3 減容処理工程の重量分離比

重量分離比	分級洗淨	磁気分離
高濃度	0.2	0.2
低濃度	0.8	0.8

表(2)-4 減容処理工程の放射能分離比

放射能分離比	分級洗淨	磁気分離
高濃度	0.8	0.6
低濃度	0.2	0.4

表(2)-5 投入土壌の放射性セシウム濃度と減容処理の排出土壌特性の関係

投入除去土壤
1トンのセシ
ウム濃度Cs	分級洗浄工程c	磁気分離工程m
排出土壤	高濃度排出土壤	低濃度排出土壤
土壤量	濃度Ccl	土壤量	濃度Cmh	土壤量	濃度Cml
[Bq/kg]	[t]	[Bq/kg]	[t]	[Bq/kg]	[t]	[Bq/kg]
4,000	0.80	1,000	0.04	48,000	0.16	8,000
8,000	0.80	2,000	0.04	96,000	0.16	16,000
8,333	0.80	2,083	0.04	100,000	0.16	16,667
32,000	0.80	8,000	0.04	384,000	0.16	64,000
50,000	0.80	12,500	0.04	600,000	0.16	100,000
100,000	0.80	25,000	0.04	1,200,000	0.16	200,000
400,000	0.80	100,000	0.04	4,800,000	0.16	800,000

除去土壌が減容処理されずに、そのまま濃度に応じてⅠ型、Ⅱ型、廃棄物貯蔵施設へ搬入されるところを、減容処理により中間貯蔵施設において1区分簡易で貯蔵コストが安価な施設へ少しでも貯蔵することを指針とするならば、表(2)-3と表(2)-4に示した本研究の現段階での減容処理の性能では、Csが8,000 Bq/kgを超え32,000 Bq/kg以下の除去土壌に対して有用と理解できる。

## 3 ）減容処理プラントのコスト算定

減容処理コストの算定のために、毎時1トンの除去土壌を減容処理できるプラントの基本設計を行い、コストの概算手順を検討し試算した。毎時1トンを単位にしたのは、プラントとして機能できる最小量であり、より大型化する際には、毎時1トンのコニットを複数機で構成することでコスト算定を1トン単位の倍数で簡易に行うためである。コストの算定は、次の①から⑦の手順で実施した。

## ① 分級洗浄、磁気分離などの減容処理プロセスの確認

連携しているサブテーマを担当する大阪大学、新潟大学の研究者からヒアリングを行い、また、実験、試験現場の視察を行い、減容処理のメカニズムの基本的なフローを理解した。

## ② 工程分析記号を用いた減容処理モデルの表記

手順①の結果に基づき工程分析記号 $ ^{5)} $ を用い、例えば、図(2)-12に示すように減容処理のモデリングを行った。また、毎時1トンの除去土壌を取り扱えるように、各プロセスと搬送の処理能力を設定した。
図(2)-12 工程分析記号を用いた磁気分離工程モデルの表記例

## ③ ラインバランシング（処理性能、容器容量、搬送速度の決定）

滞留などのボトルネックが生じないように、各プロセスと搬送処理のバランシングを行った。また、処理能力に応じて1ロットの容量を決定し、1ロットを処理するための容器、槽の容量を決定した。

## ④ 処理プロセスのエリア分割とリレーションショップチャートによる親和性の検討

プラント、設備設計の有識者に協力いただき、処理、貯蔵プロセスをエリア区分し、受入・検収プロセス、攪拌プロセス、磁気分離プロセス、高濃度排出物保管などの主要エリアに区分した。これらのエリア区分ごとに、エリア間の関係を放射能、振動、電磁波などの人員と機器への影響の観点で親和性の強弱を整理した。このエリア間の親和性の検討では、リレーションショップチャート $ ^{5)} $ を用いた。図(2)-13は、検討結果であるリレーションショップチャートである。

## ⑤プラントの全体平面の検討

分割されたエリア1つを30平方メートル程度の床面積のコニット構造物で連結し、プラント全体の平面レイアウトを検討した。このとき、リレーションショップチャートに配慮し、また、作業人員の出入口、作業動線、除去土壌の搬入、処理中の土壌のエリア間の移出入、減容処理後の土壌などの搬出にも配慮し、エリアを連結するものとした。
上段記号	項目間の関係
2	隣接すべき
1	望ましい
0	関係はない
-1	望ましくない
×	隣接させない

下段記号	理由
A	時系列の前後の工程である
B	作業員への放射能の影響
C	機器への放射能の影響
D	騒音、振動の影響
E	電磁波の影響
Z	理由なし

図(2)-13 エリア間の親和性を分析したリレーションショップチャート

## ⑥ 構築、設置、撤去の概算金額の算定

手順③、④、⑤の結果により、確定したプラント仕様に基づき、個々の機器、工事の概算金額を、当該研究者らがこれまでに携わってきた実証試験などの実績値を参考に試算した。試算結果の一部を参考に、表(2)-6 に示す。

実際には、発注プラント基数、原材料価格の変動など様々な要因があり、試算、見積金額の正確性には疑問の余地がある。また、このプラント構築、設置などの概算金額は、減容処理を行うシナリオ選択において大きなインパクトがある。このため、本研究では、この概算金額の償却期間Taを考慮して、次に説明するランニングコストと合わせて考えるものとした。

## ⑦ ランニングコストの算定

ランニングコストは、作業員人件費、光熱費、消耗品費、修繕費を基本に構成し、1時間あた
表(2)-6 プラントの一部分の構築、設置、撤去の試算結果の一例

No.	内容	数量	单位	金額	備考
1	ドーム型テントレンタル(5年間)	1	式	25,000,000
2	防塵テント関連工事	1	式	4,000,000
仮設基礎工事(鉄板敷設)	1	式
防塵テント工	1	式
環境対策設備工事	1	式
3	テント内設備工事	1	式	2,000,000
防液堤設置	1	式
機器基礎工事	1	式
塗装工事(防水・防汚染)	1	式
モノルール及び架台設置工事	1	式
集塵装置設置(破袋機廻り-フィルター含む)	1	式
4	配管・据付・工事関係	1	式	2,000,000
5	放射線遮蔽工事	1	式	15,000,000
6	撤去	1	式	2,000,000

りの金額で算定した。プラントは1カ月22日、1日8時間稼働し、毎時1トンの除去土壌を処理するものとした。常時稼働しない人員や機器については、実働を、1年365日、1日24時間稼働に換算した。また、プラント構築、設置などの概算金額をTa年で償却するものと仮定し、ランニングコストに加算した。このランニングコストについても、試算、見積金額の正確性には疑問の余地がある。このため、適切な減容シナリオの検討では、償却期間Ta年のランニングコストの総額を、Ta年間のプラントの除去土壌処理トン数で割った値、すなわち、1トン当たりの減容処理費用Urの影響を考察するものとした。

表(2)-7は、Taを5年間として試算した結果を参考に示したものである。この試算は、減容処理だけではなく、処理によって生成された比較的濃度の高い土壌を施設内で荷役運搬するための保管容器の金額を含めている。投入する除去土壌のCsが高いほど、割高な保管容器を用いるためUrが高額になっていることがわかる。

表(2)-7 1 トンあたりの減容処理費用の試算結果の一例

処理土壤の放射能濃度	Bq/kg	1,000	8,333以下	32,000以下	50,000以下	400,000以下	400,000超
1トンあたりの処理コスト	円/トン	79,915	79,915	87,315	87,315	116,915	264,915
排出物
8000Bq/kg以下	トン	10,138	8,448	8,448	0	0	0
8000超10万Bq/kg以下	トン	422	2,112	1,690	10,138	8,448	0
10万Bq/kg超	トン	0	0	422	422	2,112	10,560
荷役運搬容器費用
フレコンバック	円	158,400,000	158,400,000	152,064,000	152,064,000	126,720,000	0
IP-2型基準容器	円	0	0	84,480,000	84,480,000	422,400,000	2,112,000,000

## 4 ）適切なシナリオの選定方法の確立と事例解析

除去土壌をそのまま中間貯蔵施設に貯蔵した場合と、磁気分離を使った減容処理後に貯蔵した場合について、それぞれのコストを比較することで、適切な減容処理を具現化できているのかを確認する。減容処理が適切な経済性を有すると評価できる場合、適切なシナリオ選定ができてい
ると考える。

連携サブテーマで開発した減容処理では、放射能濃度Csが8,000 Bq/kg超32,000 Bq/kg以下の範囲の除去土壤を取り扱うのが適切であるとわかっている。この範囲のCsの除去土壤は、減容処理が無ければ、Ⅱ型施設での貯蔵となる。この除去土壤の総量Voが減容処理によって、Ⅰ型施設へ土壌量VI、Ⅱ型施設へ土壌量VII、廃棄物貯蔵施設へ土壌量VIIIにそれぞれ分けられるとする。このとき、1トン当たりの減容処理費用Urを用いて次式が成立しなければ、減容処理の経済性を認めることはできない。

$$ U_{I}V_{I}+U_{\pi}V_{\pi}+U_{m}V_{m}+UrVo

図(2)-14 除去土壤の放射能濃度分布の仮定
表(2)-3と表(2)-4に示した連携サブテーマで開発した磁気分離による減容処理性能に基づき、シナリオを作成した。表(2)-5に示した投入土壤と処理後の排出土壌の放射能濃度の関係から、検討に値するシナリオが立案される。除去土壤の放射能濃度 $ C_{s} $ が32,000 Bq/kg超となると、前処理の分級洗浄で排出される土壌の濃度 $ C_{cl} $ が8,000 Bq/kgを超えてしまい、減容処理しても全量がⅡ型施設での貯蔵となってしまう。このため、 $ C_{s} $ が8,000 Bq/kg超32,000 Bq/kg以下の除去土壤のみを減容処理の対象とし、これをシナリオAとする。また、 $ C_{s} $ が8,000 Bq/kg超32,000 Bq/kg以下の除去土壤のみを対象とすることには変わりはないものの、分級洗浄後の比較的濃度が高く排出される土壌の $ C_{ch} $ が10万Bq/kg以下のものは磁気分離をせず、 $ C_{ch} $ が10万Bq/kg超の土壤のみを磁気分離するシナリオBを立案する。いずれのシナリオにおいても、 $ C_{s} $ が32,000 Bq/kg超の除去土壤については、減容処理によって多量に排出される土壌の濃度 $ C_{cl} $ が8,000 Bq/kgを超えてしまうため、減容処理をせずにそのままⅡ型施設での貯蔵が適切である。

減容処理対象の除去土壤は、一様に等量分布するという仮定からCsが8,000 Bq/kg超32,000 Bq/kg以下の範囲のもので、4,050,000 tとなる。図(2)-15と図(2)-16は、シナリオAとBのシミュレーション結果であり、対象除去土壤の減容処理後の排出土壤量を、中間貯蔵施設の管理区分ごとに示したものである。4,050,000 tがⅡ型施設で貯蔵されるところを、シナリオA、Bともに、3,240,000 tを貯蔵コストが安価なⅠ型施設へ移行でき、効果が期待される。シナリオAでは、廃棄物貯蔵施設へ162,000 t移行する。シナリオBでは、廃棄物貯蔵施設へ47,250 t移行する。廃棄物貯蔵施設の貯蔵トン単価は、Ⅱ型施設と比べて高額になることが想定される。このため、シナリオBがAより適切であると判断できる。

図(2)-15 シナリオ A の減容処理後の排出土壌量の中間貯蔵施設管理区分ごとの分布

現在の中間貯蔵施設の検討段階では、各施設iの貯蔵トン単価Uiの算定は困難であり、今後の検討結果を待たなければならない。このため、現段階では、適切と判断されるシナリオBの結果について、次のようにシナリオBの有効性を提案する。施設の貯蔵トン単価をI型施設でUI、Ⅱ