Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
土壌中Cs除去もその原理で行え、水分級でのCs除染効果が表れる。図(2)-2には、洗浄初回の越流水中には25000Bq/kgを超えるCsの移流成分の在ったことを示す。越流水中に見られた他の試料に比べ明らかに高かったCs移流成分の値は、分級洗浄2回目以降、3回目に掛けた操作時に示されたCs減少傾向に実験系列による違いを示した。系列1；青桶系では2回目分級洗浄から3回目分級へと減少傾向は続いたが、実験系列2；赤桶系では分級洗浄2回目と3回目に越流水中Cs変化はほとんど見られない。

図(2)-59 分級洗浄時 1 回目終了時の洗浄槽上澄み（液相）を 5 分静置後、他の容器に移し、約 24 時間静置沈殿させた後、その上澄み層を深さ別に採取した Cs 測定結果

図(2)-60 分級洗浄時 1 回目終了時の洗浄槽上澄み（液相）を 5 分静置後、他の容器に移し、40 分から 60 分静置沈殿させた後、その上澄み層を深さ別に採取した Cs 測定結果

図(2)-59と図(2)-60は、共に図(2)-58に引き続く経過時間約1時間後と24時間後の洗浄槽上澄み（液相）中Cs値を示している。両図から1回目の分級洗浄終了後に槽中の上澄み沈殿を移した容器の中で1時間経過時点での高懸濁SSと、24時間経過した時点の高懸濁SSに含まれるCsに大きな変化が無いと云った結果が示されている。

両図の結果にと図(2)-58の結果を併せて考えると、分級作業で分散化した微細土壌粒子は、1時間以内に起こる沈降沈殿で液相中懸濁物質に含まれたCsは変化する。しかし、重力沈降で浮遊成分と、沈降成分に分離する限界は約1時間以降には働かない。

図(2)-61と図(2)-62から図(2)-63に実証実験規模分級洗浄システムの結果を示す。高浸透性水で分級洗浄の回数を重ねる毎に、洗浄後土壌中のCs濃度は低下している。試料採取は以下の方法に従った。土壌表面から底層まで全体を数回混合攪拌し、全体から数カ所をランダムに選び試料サンプリングを行った。
図(2)-61 高浸透性水を用いた分級洗浄時の洗浄後土壌放射能 Bq/kg に及ぼす洗浄回数の影響

図(2)-62 高浸透性水を用いた実証実験規模分級洗浄システム結果 乾燥重量当たり土壌で見たCs (Bq/kg dry)減少 分析はゲルマニウム分析計による；名古屋大学エコシステム研究所 片山新太教授 赤塚徹志氏より提供

図(2)-63 高浸透性水を用いた実証実験規模分級洗浄システム結果 土壤中放射性セシウム総量で見た Cs Bq の減少結果。分析はゲルマニウム分析計による；名古屋大学エコシステム研究所 片山新太教授 赤塚徹志氏より提供

実験系列1（青桶系）、実験系列2（赤桶系）の分級洗浄回数増加は、図(2)-59、図(2)-60に示されている分級洗浄時終了時の洗浄槽上澄みを静置させ測定した液相側高懸濁SS含有Csに青桶系と赤桶系に大きな違いはない。しかし図(2)-56に示されるよう分級洗浄工程中の桶から越流する高懸濁SSに含有されていたCsに図(2)-60と対比する結果が示唆されている。すなわち越流成分の赤桶系と青桶系比較では、赤桶系により高濃度なCs含有が確認されている。一連の結果からは、分級洗浄土壌中Cs濃度を決める要因として、越流する液相に除染能を決定する大きなウェイトのある可能性が示唆された。

図(2)-63に示した様に、洗浄後土壌乾燥させてゲルマニウム分析器で測定した最終的なCs除去率（図(2)-62から算出）は、高压噴流ポンプ圧力の低かった青桶系で80％、赤桶系では87％となった。

分級洗浄方式による除染方法の弱点の一つには、除染工程で越流土壌に由来する土壌減量を挙げられる。

図(2)-61,-62,-63に見られる様に今回の実証実験規模分級洗浄試験では、土壌減少量が大きくなった。この値には、操作終了から土壌試料サンプリング時、試料サンプリング後の洗浄土を回収しな
かった影響も含まれているが、その誤差は数%のオーダーであろう。

図(2)-64 実証実験規模分級洗浄システム高浸透性水を用いた実証実験規模分級洗浄システム結果 土壤中放射性セシウム総量で見た Cs Bq の減少結果。 分析はゲルマニウム分析計による；名古屋大学エコシステム研究所 片山新太教授 赤塚徹志氏より提供

### c. 物質收支に関して

実証実験規模分級洗浄試験を終え、分析データに基づく解析過程での謎が解明出来ず、物質収支は成立しなかった。最も大きな疑問は越流流出過程で系外排除されたCsをサンプリング試料測定値で計算した場合、【分級洗浄後土壌のCsに比べ】全く計算が合わないことであった。最も極端な例として、図(2)-58に示される越流水中に含まれ、系外排除されるCsの分級洗浄効果を考えてみる。

図(2)-65 分級洗浄工程 1 回洗浄後の越流水を 3 日以上静置させた液相中の Cs；ほとんど沈殿しない極微細濁質の懸濁水試料の Cs を検出（1 L マリネリ容器で測定）

初回分級洗浄時の越流水中の液相中⇒高懸濁SSに含まれた Cs=28,000Bq/kg が測定されている。越流水中のCsと分級操作終了後の土壤上澄み排水の値を、計算すると、1回目分級洗浄後土壤のCsを計算すると、12,000Bq/kgを超える計算値となり、実測値の1.5倍以上のCs減少が起こっていることになる。このように、実験時の物質収支は、観測値から計算することが出来なかった。

この原因には、分級過程で土壌表面に吸着したCsの中で、極めて微細な濁質分画（比表面積と、液相内移動の自由度が大きい）が存在。

○ 土壤吸着 Cs の一部が、分級洗浄工程で一時的（極短時間内）脱着の可能性

○ 一時的（極短時間內）脫着成分の周辺濁質への再吸着；比表面積の大きな微粒子程有利

濁質表面極近傍の微視的環境下で起こるCs脱着・吸着の繰り返し反応の可能性も考えられる。また高压噴流で分散する際に生じる微細濁質がどのような役割を果たすか、脱着や再吸着を介した系外排除への寄与も考える必要はある。

### d. 高浸透性水利用分級洗浄システムの課題とまとめ

分級洗浄方式の今後の課題は安定した除染効率維持と土壌減量の減少になる。分級洗浄操作の越流時上向流流速や、分級洗浄操作終了後に洗浄後土壌の上澄み中微細濁質を含む排水方法がこれまで示唆された除染と土壌減少抑止要因だろう。これらの再検討は、更なる安定した除染効率維持と
土壌減量の減少に結びつくだろう。

高濃度濁質の沈殿効率を上げる機械システム（例えば傾斜板沈殿装置など）の導入などによる効果検討も有効になりそうだ。

これまでの積極的な除染作業成果；表層剥ぎ取り後に溜まった膨大な汚染土壌処理を、オンサイトで効率良く進めることが出来るかは、処分場問題にも絡む要因になりそうだ。

ここで提示した分級洗浄システムの除染効果を維持出来れば、除染後土壌を農地に再還元し天地返し等で水田などが再利用可能になるだろう。

洗浄土壌分級洗浄システムでの洗浄効果を維持し、土壌減少量を小さくする方向に進める意義は大きいように思える。

## （３）木質系沖床による濁質抑留効果

## 1 ）木質チップ濾床による濁質抑留効果

### a. 微細濁質除去率と抑留量

図(2)-66に濾床厚の異なるチップ濾床濾過の処理前と処理後の濁度を示す。図中●印は原水濁度となる。チップ濾床濾過前後の濁度は、濾床厚40cmから50cmの実験系で、およそ濾度20度（20mg/L）以下でほぼ安定した流出濁度変動を示した。流出水の濁度はチップ濾床厚が薄くなると、連動して大きな値となっていく傾向を示している。最も厚いチップ濾床でも、原水濾度の急激な上昇時には処理濁度も上昇した。

図(2)-67には、図(2)-66に対応した微細濁質除去率を濾床厚毎に整理してある。二つの図から、どの濾床厚の実験系も除去率そのものはあまり安定した傾向を示していない結果が分かる。除去率の変動と濾床厚の厚さには明確な関係が見当たらず、この実験系では濾床の厚さは毒質状居にそれほど影響していない。これは、原水が濾過層に入る流下点で洗掘が生じていたことが原因だろう。通水開始から27目に起こった急激な原水負荷の上昇時に、除去率低下は起こったが80％の除去率を示していた。このように全体としては、微細濁質除去率は濾床厚が厚くなる程上昇する関係が示された。

除去率で考えるか、累積抑留量で考えるか、考え方の違いは大きい。除染作業後のセシウム再汚染・拡散を抑止するには、除去率根拠の設計を、複雑な工程管理、維持管理性を選べば抑留絶対量の大きな設計が有利となる。

二つの相反する考え方の元になる原理は、濾床内の濾過抵抗だ。濾過抵抗は流入濁質が濾過床内部に抑留された為に大きくなるだけでない。チップを濾材に用いる濾床の一つの特徴は、物理的抑留機構が砂や各種プラスチック系濾床と異なっている点を挙げられる。木質系素材は濾材そのものに活性炭のような空隙が多いこと、濾層になった時チップが均一な計上でない為、濾材同士が作り出す濾床内部複雑な空隙が出来ることなどである。濾床内部の空隙と濾材内部への微細粒子取り込みに加え、水に馴染んだチップ濾材は表面にぬるぬるした代謝産物を出すようになる。空隙を流れてくる微細濁質は、この「ぬるぬる効果」により架橋作用のような働きでチップ表面に補足される。生物化学的な働きに助けられ、チップ濾床内を通過する濾過継続時間は、見かけ上他の濾過に比べ短い場合が多い。
図(2)-66 実験原水濁度と濾床流出濁度 関係

図(2)-67 濾床厚の違いと微細濁質除去率の

図(2)-68 沈木濾過濾床中に抑留された微細濁質成分の累積量；乾燥重量（SS g）で表示

### b. 濾床内部の流れ特性と微細濁質抑留機構

図(2)-69にはネットで落ち葉を防ぎ、流水柵で草と葉の濾過層流入を抑止した水路のトレーサー実験結果を、図(2)-70は、チップ濾床表面に河川原水中を漂ってくる流れ葉や草などが入らないようにした水路のトレーサー実験結果を示す。二つの図の違いは、濾床表面で濾過閉塞が進む図(2)-69では、濾床内を流れるピーク流量に至る時間が2分40秒後に来るがその後30秒間ピーク流量が流れ続ける平らな頂点を示していること、濾床表面に落ち葉などの堆積の無い、濾床表面濾過閉塞の発生を押さえた実験系は奇麗な山形曲線でピーク流量を通水開始から3分10秒後の1点だけで示した。

ピーク流量を迎えた後の流れの差異も二つの図に明らかである。濾床表面で濾過閉塞が進んだ条
件（図(2)-69）は、ピーク流量が流れた後の減衰曲線はピーク流量前と似た形状でない。これは正規分布に乗らない減衰曲線となった。濾床表面に落ち葉堆積が無く濾床表面濾過閉塞発生を抑制した実験水路の結果ではピーク流量を挟みほぼ正規分布となる曲線を示した。

一般的な砂濾過は、砂層表面のごく薄い箇所だけが濁質補足に役立ち、濾床内部の深さ方向に濁質抑留はそれほど期待出来ないことが知られてきた。チップ濾床をセシウム高濃度吸着微細濁質の補足に用いることを前提として想定すると、抑留機構の違い、濾床内部の水の動きをさらに知る必要がある。セシウム含有高濁質抑留量の大きさ、流域への再汚濁を小さくする二つの接点の最適化は出来るか？が課題となる。そこで実験に用いた濾床からの流量低下が大きく、ほぼ濾床内が目詰まりしていると看做せた段階で、トレーサー実験と、濾床表面から深さ方向の微細濁質抑留量を測定した。濾床内が目詰まりしていると看做せた段階で行ったトレーサー実験の結果を図(2)-71に示す。縦軸はトレーサーのイオン濃度指標である電気伝導度(mS/m)を、横軸は通水時間(分)をそれぞれ示す。形状の異なる水路に同じチップ濾材で濾床を設け、河川水通水を続けるとやがて濾床には抑留物質が増加し、濾過流量は減少し濾過閉塞が進行していく。この状態でトレーサー実験を行うと、濾床の新しい時に比べ、イオン濃度曲線の示す山形ピークは潰れていく。

図(2)-71に示した濾過閉塞の近い矩形水路のトレーサー実験結果は、図(2)-69や図(2)-70に比べ山形のピークが見られない。図(2)-71中で立ち上がりの強いイオン濃度曲線は水路形状が縦×横=1:1.3程の1 $ ^{ヒ} $ 水槽を改良したものである。同様になだらかにピークが増加していく山形のイオン濃度曲線は水路形状が縦×横=1:4.4程の長軸方向の長い長方形水路のトレーサー結果となる。

図(2)-69 ネットで落ち葉を防ぎ、流水枑で草と葉の濾過層流入を抑止した水路

図(2)-70 落ち葉の影響と流水中を流れる草葉の影響を受ける水路
図(2)-71 濾過閉塞の近い矩形水路のトレーサー実験結果

この図に示されるように、イオン濃度曲線の山形は、図(2)-69や図(2)-70と比べれば全く異なった推移を示した。これは濾床内で目詰まりが進むと、空隙の大きなチップ濾床の中で濾過層内の水は抵抗の弱い箇所へと流れを変えて進み、チップ濾床内をさまよいながら流れ出ていくのであろうと察することが出来る。

水路（濾過床）の長軸方向に対する幅の比率（縦横比）が全く異なると、濾床内部の水の流れに影響する結果が図(2)-71には示されている。この実験の流入端は長軸方向の片側だけに設けたが、水路長が長くなれば、チップ濾床のように浸透性の良い濾過層では流入端側から微細濁質の抑留や目詰まりが進行し、それが徐々に流入端から遠い箇所へ移動していくこともある。その場合、トレーサーの山形はピークをなかなか明確に示さなくなるだろう。

チップ濾床内を濁質と流れはさまよいながら移動していくような現象が起こっていると予想した濁質抑留機構の検証は、濾床内へ取り込まれた微細濁質の抑留量の深さ方向分布測定結果から行鶴こととした。図(2)-71より、縦、横比の違いは濾床内流れに特性に影響する傾向が示されたことから、この実験は全て1ヒッ水槽で行っている。

### c. チップ濾床内部深さ方向の微細濁質抑留

図(2)-72、図(2)-73は、それぞれ同じチップ、同じ形状をしたチップ濾床で、チップ濾床厚だけが5 cmほど異なる2つの実験系の濾床に抑留されていた微細濁質を深さ毎に取り出し測定した結果である。

チップ濾床は２ヶ月以上の濁質抑留期間を経て、濾過閉塞が近いと判断した状況下でのサンプリングを行った。サンプリングでは、微細濁質抑留によって固くしまった濾床をレーキによって少しずつ剥ぎ取っている。一回の剥ぎ取り厚さは力加減で異なる為、同じ深さのサンプリングを行うことは出来なかった。縦軸の深さ方向がバラツイているのはその為である。

サンプリングでは、1 トッ水槽全面を対象に長軸方向と短軸方向をそれぞれ3分割づつに分けた合計9カ所からおよそ各1L程度のチップ濾床を掘り出した。深さ方向1層当たりチップ濾床に抑留されていた微細濁質の評価はこの1群のチップを対象に行っている。
図(2)-72 チップ濾床厚およそ40 cm水路での微細濁質濾過進行に伴う（濾過閉塞の近い条件で採取した）濾床深さ毎に抑留された微細濁質SS量

図(2)-73 チップ濾床厚およそ45cm水路での微細濁質濾過進行に伴う（濾過閉塞の近い条件で採取した）濾床深さ毎に抑留された微細濁質SS量

図(2)-74 チップ沖床厚およそ40cm水路に抑留された微細濁質を強制剥離させた時の単位チップ沖床面積当たりの抑留SS重量

図(2)-75 チップ沖床厚およそ45cm水路に抑留された微細濁質を強制剥離させた時の単位チップ沖床面積当たりの抑留SS重量
チップ抑留微細濁質の取り出しは、大型バケツ中に各深さ方向に採取した1群のチップを入れ、水道水入れ、十分な攪拌を何度か行った。攪拌して洗浄したチップはザルに移した。この繰り返しを3回行う3回洗いで得た洗浄水中の微細濁質をSSとして測定している。

図(2)-74、図(2)-75から、チップ濾床内に抑留された微細濁質は深さ方向の分布がばらついていること、抑留が特定の深さに集中していない、などの共通の特性を見いだすことが出来る。トレーサー実験で、イオン濃度曲線のピークに至る段階、ピーク以降のテーリングに正規分布と異なる様相が表れたのは、チップ濾床中の抑留ムラと濾床内部の濾過抵抗の違いが原因していることが示唆された。図(2)-74と図(2)-75は、図(2)-72、図(2)-73に対応した、各層当たりで剥離した抑留微細濁質を単位面積（m²）で表現し直し、二つの実験水槽の深さ方向全体で、どれほどの微細濁質抑留が起こったかを表した図となる。計算ではチップを実測し、比重1.09から1.11の結果を反映させた。チップ濾床厚およそ40cm水路では微細濁質がSSとして87kg/m²抑留されていた。またチップ濾床厚およそ45cm水路には、109kg/m²の微細濁質がSSとして抑留されていた。この抑留量は、微細濁質を固液分離対象にする濾過システムとして大きな値と評価出来た。

### d. セシウム高濃度含有微細粒子の固液分離【阿武隈山地での木質系チップ濾床の効果】

チップ濾過を行う実験前後のチップ状態を、図(2)-76に示す。図のチップは広葉樹主体チップである。使用前と比べ実験終了時にはチップが脆く、脆弱な状態に変化し木から土へと土壤化が進んでいるように感じられた。

セシウム汚染水田土壌などを洗浄・脱着処理をすると、溶液中で沈降性の悪い微細濁質は容易に沈殿しない。この性質を利用した洗浄方法と沈殿分離の組み合わせは、単純で分かりやすい除染システムの洗浄部となるだろう。流れにのって移動しやすい微細濁質を含む洗浄水の固液分離手法には、濾過が一般的と云える。濾過の課題は様々だが、ほん業務では、阿武隈山地の特徴を考慮し、木質系チップ利用の提案を行った。

阿武隈山地には多くの樹木が茂り、過ぎ等植林された里山も多い。山の樹木は手入れが悪いと材木としての商品価値低下や、根入れの悪さから地滑りの原因や保水力低下繋がる。里山や森の生態系にも影響は大きい。除伐や間伐を行わない生い茂ったままの樹木間には光や風が通りづらくなる。これは森林全体の生態系を弱くする原因になるとも考えられる。

樹皮にはセシウム吸着は見られても、樹幹にその影響は無い。これらの現況を合わせて考え、里山や森の除伐、間伐を積極的に進め、浄化技術に繋げる考え方も「有り」だろう。このような阿武隈山地全体を活かすバックグランドから、チップ濾床によるセシウム高濃度含有微細濁質除去は、叶った除去技術と思える。

図(2)-76 濾過実験前後の濾材使用木質チップ
### e. 木質系濾床による濁質抑留効果小括

セシウム洗浄と脱着工程で出てくるセシウム高濃度含有微細濁質を、木質系チップを利用した濾過床によって個-液分離する手法の具体化を目指した。

木質系チップは濾床として用いるには、およそ2週間程度のチップ浸漬工程が必要となる。浸漬後のチップは比重1.09から1.11と水中で沈み浮上することは無い。浸漬後のチップ濾床は、通常の均等係数が規定されている上水用砂濾過の濾過特性とは全く異なる微細濁質抑留機構を示した。チップ濾床の微細濁質抑留の特徴は、深さ方向に抑留の極大層を示さず、深さ方向全体で抑留を進めるに見られた。チップ濾床への微細濁質抑留量は、濾床厚さによって異なった。実験範囲ではSSとして87kg/m²から109kg/m²の負荷を受け入れていた。

## 2 ）水田灌漑用の木質チップ濾過による実証試験

### a. 実験結果と考察

現地仮設置の大形濾過槽への原水は、佐須地区を流れる真野川の源流からエンジンポンプでポンプアップした後、大形水槽へ送水した濾過槽通過して灌溉水としている。本実験では河川中を流れる濁質に付着したCsを測定し、濾過によるCs除去能の評価を行っている。図(2)-77には真野川が濁っていた時に行った何度かの濾過能評価実験の測定時の、原水中Csと濾過水Csを示す。原水Csの高い値は、強い雨で、源流河川の濁りが大きくなった時のCsを示している。高濁水時の河川水=濾過実験の原水をマリネリ1L容器に入れCs測定する時の写真を示す。このサンプル分析図にはマリネリ容器中でも川の濁りの様子がはっきり伺える。★印の測定時にだけ濾過水中へのCs漏出/漏洩が確認されたが、その他の観測日にはCsの漏出/漏洩はすべて検出下限以下であって確認出来なかった。

鳴子ダム濁質の抑留浄化実験時には、連続的な水と濁質供給条件の下でチップ濾過実験を行うことが出来たが、本実験では、川の濁りが連続的に起こっていて、濁りを連続して濾過することは出来なかった。実験艦即時以外のチップ濾過槽は、常に上水を張った状態で維持していた。図(2)-24に見られる濾過水中へのCs漏出/漏洩は、濾過水の水に溶けたCsでは無く、濁質に付着／吸着しているCsが濁りと一緒に濾過水中へ出て来た為に起こる現象となる。濁質に濾過層で濁度が抑留されなければならないで通過したか、すでにチップ濾過層中に抑留していた濁質が通水によってチップ濾過槽から出て来たのか原因は不明である。

不連続的通水条件で濁質濾過を行うケースでのブレイクスルー（濾過破綻）は、連続的な通水条件に比べて起き易いことは想像出来る。同じようなチップ濾過層を用いた鳴子実験例では、濾度の清澄化への寄与が大きく、砂濾過等より濁り成分（濁質、SS）抑留量が大きいこと、濾過速度も大きく取れること、等の理由で現実的濁度解決手法として期待出来る方向性が示されている。その例を参考にすると、不連続的な清澄化＝濾過を行うような運転はなるべく避けることがCsの流域拡散を防ぐ為に大切になると云える。高い濁質負荷を一気に掛けることも、不連続的な濾過システム稼働条件となる。

チップ濾過槽の安定した稼働条件を支えることで、図(2)-77に示すようなCs漏出/漏洩問題リスクを減らすことは出来るだろう。その為には、分級洗浄工程から越流・排出された高濁度圈濁水を沈殿池経由または凝集剤混和の後に凝集沈殿による濁質除去システムの併用が望ましい。
図(2)-77 現地に設営したチップ濾過層の原水と濾過水中の Cs 測定結果。Cs（134+137）は NAI 検出器による 1 L マリネリ容器を用い、測定時間 10 時間以上の条件で測定。図中；黒棒は原水の Cs を示し、原水に対応する試料は、原水採取後の約 10 分から 1 時間内に 2 回から 3 回採水し、Cs 測定に供した。右の図は、マリネリ 1 L 容器に入れた、高濁水時の真野川河川水。

## 3 ）疑似現場チップ濾過槽による小サイズチップの濁質抑留実験

分級洗浄時に越流水や排水として出てくる微細土壌粒子を想定した濾過を継続し、濾過閉塞以前ではあったが濾過速度低下などを根拠に通水を停止した。通水停止後の濾過塔内部の濁質抑留の進んだチップを上部から5cm間隔に剥ぎ取り、チップ厚5cm毎の濾過層中に抑留SSを採取した。抑留濁質の定量的判断は難しいため、濾過槽内の濁質抑留量はSSとして評価した。図(2)-78にチップ厚5cm毎の濾過層中抑留SS量を深さ方向に示す。実験結果の大きな特徴は、濾質抑留は濾過層上部から下部に向かい小さくなる傾向を示していることである。比較として鳴子ダム実験では、チップ濾過槽SS抑留量の深さ方向には大きな差異が認められなかった。鳴子実験で用いたチップを図(2)-52に示す。図で分かる様に、チップには、サイズのバラツキが大きい。長径は数cmを超えるものから、1～2cm程のチップも多く、平均化されていなかった。形状は全体的に「短い枝状」「大きな針状」とでも表現出来るような長径＞短径を示していた。

鳴子ダム実験と比べ、今回用いたチップはサイズが小さく、形状バラツキも小さかった。その結果SS抑留は、濾層下部（濾層チップ厚；1系45cm、2系60cm）まで進行していたが、深さ方向抑留量には減衰傾向が明確に示されていた。この結果は、基本的に既往の濾過に見られる、濾材サイズと深さ方向抑留傾向の関係と同じような举動と見ることも出来た。

実験停止時のSS抑留量は、濾層厚45cmの1系は20g弱；2626g/m³チップ1リットル当たりのSS抑留量が743g/L、層厚60cmの2系では23g弱；3040g/m³チップ1リットル当たりのSS抑留量が860g/Lとなった。鳴子ダムでの実験では、濾過閉塞までの運転継続後に測った極限のSS抑留量を今回と全く同じ測り方で計測した結果が約80g/Lとなっていた。今回用いた小さなサイズのチップ濾過層は、最終的なSS抑留能は、鳴子実験のおよそ10倍大きかった。

この実験装置で行ったチップ濾過層中へのSS抑留特性と抑留量が、大形濾過槽と同じであるとすれば、チップ濾過で抑留可能な濁質やSSは通常の濾過より多くなる。そのような場合、濾過閉
塞の回復が既往の「逆流洗浄」または、「逆流洗浄」に「空気洗浄」で可能か課題である。さらに洗浄後に発生する大量のCs含有微細濁質の後処理問題も課題として残る。

図(2)-78 チップ濾過層深さ方向に抑留された SS 量（g）変化。図 5−5 に示した実験用濾過塔に大形濾過槽と同じチップを充填した濾過実験結果。

## 4 ）チップ濾過のまとめと課題

a. Cs 抑留特性は Cs 付着/吸着濁質の濾過除去特性に準じて考えた； チップ濾床は単純な濾層構成の実験であり、ブレイクスルーの発生も見られた。しかし全体には概ね Cs 含有濁質を効率良く抑留していた。チップ濾床は除線土壌洗浄濁質削減処理の仕上げ利用に適するだろう

b. チップ形状の影響に関しては、予備実験使用チップ形状【針状；長軸＞＞短軸 & 個体サイズのバラツキは大】では、微細濁質抑留は濾床上下にほぼ無関係に進行していた。今回使用の濾材チップは、四角の平板状でサイズ差の小さな濾材、また小さなサイコロ型濾材であった。この二つを組み合わせは、深さ方向の濁質抑留量に減衰傾向を示し、鳴子ダム濁質抑留実験時のチップと異なる結果だった。しかし、微細濁質抑留能力は本実験使用のチップも優れていた。

c. 課題：分級操作で発生する大量の Cs 含有濁質の処理には、鉄系凝集剤などを利用する凝集沈殿前処理(本実験では未検討)が必要だろう(除去率99%以上は可能との実績報告が多い)。後段でチップ濾床仕上げの2段階構成が安全と思える。

d. チップ濾過層は既往の砂濾過に比べ、濾層深さ方向にも多くの濁質抑留が可能になるので、濾過閉塞時の洗浄方法の検討や、洗浄後に発生する大量の Cs 含有微細濾質後処理問題への対処も必要となる。

## （４）土壌抽出洗浄工法の設計と最適化

## 1 ）土壌付着・吸着セシウム洗浄工法の全体像

除染では全体の除染効率を高め、高濃度に濃縮したセシウムの最終処分量を減ずることは必須の課題となる。それ以外にも除染システムの最適化を考案する上で、重きを置く点は、最終的な排水中に含まれるセシウムの行き先への配慮が有る。また、阿武隈山地の生態系を豊かにし、環境面
から山の恵みを生かしていく努力も大切に思える。

土壌洗浄槽を導入した生物処理実用システム除染

図(2)-79 洗浄槽とろ過槽からなる除染工程アウトライン

### a. 除染工程

除染工程で使う水は、高浸透性水製造装置を通り、除染装置へ入る。除染装置は、浮上分離によって逆洗攪拌に空気洗浄も加える洗浄方法で、浄水場で行われている急速砂濾過層の目詰まり発生時に行う逆流洗浄と同じと考えて良い。ポイントは、洗浄後セシウム濃度の低い土を水田へ戻す点である。除染装置の最終段階に、もう一つの除染装置である木質系チップ濾床濾過となる。二つの除染装置の間には予備沈殿槽（凝集剤混和槽と沈殿槽）を入れる。はじめの洗浄工程で上向流での空気洗浄を合わせた攪拌が行われる。最終段階で注水しながら逆流洗浄を行うので、微細濁質は次の凝集剤混和槽へ越流していく。その土粒子量は、およそ剥ぎ取り土壌全体の10％から30％程度になることが、土壌分析と実験から確かめられている。この除染土量が高濃度セシウム含有土粒子として越流すれば、固液分離の土量も膨大になる。この量の土量を、チップ濾過装置だけで固液分離していくには、膨大な敷地（濾小面積）が必要であり、運転管理の点からも、凝集沈殿無しには処理出来ないと考えられる。

### b. 鉄系凝集剤混和と凝集沈殿ピット

沈殿ピットに高濃度セシウム含有土壌を効率良く沈める手法は多くの土木工事の濁水対策で行われてきた。大掛かりな土木工事で出る排水中、濁質サイズが小さく高濁度の場合には鉄系凝集剤を使った凝集沈殿も行われてきた。

濁水対策で多くの実績に支えられてきた鉄系凝集剤を用いる場合、運転管理が適切なとき、濁度除去率99.9%は難しいことでないといった実績も知られている。膨大な土量を処理する際、除染装置①からの流出土量が1割から3割であれば、土壌洗浄槽からの流出土量は膨大である。流出土量をさらに1％から1ppmのオーダーへと落とすことが出来ると、処理後の排水が流域を再汚染するリスクを減ずることが出来るだろう。このような考え方で、予備沈殿槽（鉄系凝集剤混和槽と沈殿槽）を設けることとした。

### c. 洗浄後土壌の水田還元と鉄系業種剤の関係

沈殿ピットに溜まった微細粒子の総量は処理土量の1割から3割と膨大な量となる。水田表層土
や仮置き場の土中濃度を勘案すると、沈殿槽を経たセシウム濃度がおおよそ10倍になった土は、まだハンドリングのしやすい範疇にあるだろう。鉄系凝集沈殿の混和によって、セシウム高濃度含有微細濁質は沈降性が良くなり、速やかな沈殿除去を期待出来る。沈殿除去終了後の上澄み中には凝集操作の常で、未反応の凝集剤が残留している。はじめの除染装置で微細濁質を浮上分離した後に残る洗浄済み水田土壤は微細濁質を含まない水田土壤となる。また表層土の一部のセシウム高濃度含有微細濁質を除去するで、土中の放射線量が下がることを述べてきた。

洗浄後土壌にも幾らか放射線量は残っているが、これを水田の稲作で作物へと移行させないようにする『セシウム移行ブロック技術』は、サブテーマ(1)で開発している。『セシウム移行ブロック技術』では、土中に鉄分を供給する効果が明らかにされている。そこで、鉄凝集剤の残留成分を沈殿ピットから、はじめの除染装置へと返送し、洗浄済みの水田土壌を搬出する際に混和することで、残留分は膨大な土壌と反応して水中から除去され、洗浄後の水田土壌は水田へと戻されるまえに、稲へのセシウム移行を抑止する効果のある鉄分供給を受けることとなる。

このように、鉄系凝集剤の混和に引き継ぐ沈殿ピットと沈殿ピット上水の返送といった一連の流れは、セシウム洗浄・脱着工程全体の処理効率と作業性を上げるだけでなく、水田に戻した洗浄済み土壤中から稲へのセシウム移行を抑止するブロックシステムがより容易に働くように変更することになる。

### d. 洗净水の処理

沈殿槽から流出した水に含まれる高濃度セシウム含有微細濁質はチップ濾過槽へと送られ、凝集未反応の沈殿ピット上水へ返送される。

## 2 ）除染作業最適化の検討

### a. 除染工程作業量イメージ

除染作業の洗浄・脱着除去工程を大まかに見渡し、除染作業最適化を検討した。

表(2)-4に、除染作業イメージで、1ヘクタールの除染作業を想定し、水田土壌の表層剥ぎ取り厚を5cmとした作業条件を記す。剥ぎ取り水田土壌の密度や洗浄の条件と流出土壌量、沈殿ピットでの濁質除去率は表(2)-5、表(2)-6にそれぞれ示す。ここでは、洗浄槽内に残る洗浄後土量をここでは水田へのリターン土量と等しいして計算した。

表(2)-4 土壤剥戔取り量

対象面積	土工工程
1ha	剥ぎ取り厚5cm
m2	m3
剥ぎ取り土量
10000	500
10000	500

表(2)-5 除染装置①流出土量など

除染装置 ①洗净工程(2回洗 $ 1 $ )
洗净工程流出土壤	比重	重さ	容積	洗净土搬入
20 & 30 %	ton	m³	m³
1次処理流出Vm³	ρ	1次処理流出SS	1次処理流出土量	リターン土量
100	1.6	160	100	400
150	1.7	255	150	350

表(2)-6 凝集剤混和後の沈殿工程

沈殿ピット工程
%	容積	重さ※SS⇒(kg)
m3	ton/ha
沈殿ピット除去率	沈殿ピット堆積土量	チップ濾過負荷SS
99	99	1600
99.9	149.85	255
表(2)-7 最終流出微細土壤の推定

沈殿ヒット	濾過工程	チップ濾床流出水=流域排水
効果	1段除去率	SSkg/1ha
%	HRTは1段約5分	除染システム排水中SS(微細濁質質量)
除去率	濾過1段	濾過2段目	濾過3段目
99	濾過除去率80%	320	64	12.8
99.9	濾過除去率80%	51	10.2	2.04
99	濾過除去率90%	160	32	6.4
99.9	濾過除去率90%	25.5	5.1	1.02

チップ濾床は目詰まり／濾過閉塞の起こる（流量低下が著しくなる）前に予め浸潤させ、濾床に使えるよう用意しておいたチップと交換する必要が有る。表(2)-6からは、チップ濾床流出水中のSSがおよそ1 kg／1 haであれば、実験結果から、濾過への負担は小さく、現実的になると想定できる。濾過閉塞前に取り出したチップ濾床は、現行では乾燥後焼却処分を考えている。

### b. 除染工程の課題

ここまでは、除染（洗浄・脱着）作業全体の効率を時間当たり処理可能量といった概念で考えてきた。最終的な除染作業への評価は、除染洗浄作業のスピードだけでなく、周辺環境への配慮も重要になる。表(2)-7に示す最終流出微細土壌の推定は、除染（洗浄・脱着）作業終了後に濾床から排水として流域水系へ出ていく微細濁質質量の推定値を示した。表面剥ぎ取り5 cmの水田土壌を表中の条件下で除染（洗浄・脱着）した場合の結果である。濾過システムの多段化の効果と同時に、凝集沈殿過程での除去率が、最終的なセシウム除染に大きく影響する結果となっている。

除染作業に重機を使う現行方法では、水田表層土を上手に剥ぎ取るため、予め表面に転圧を掛け、剥ぎ取る手法が行われている。除染工程の土量評価等では、処理対象土量が計算され、次に密度が影響し、最終的に容積評価の土量と、セシウム再汚染を評価する場合に使う質量に分けて考えることが必須である。転圧は、土壌密度を上げ、土壌洗浄効率の低下が表層土の締め固め（転圧）で簡単に進行する。これは、最終的な除染効率を落とすだけでなく、除染後の流出水中から流域へと排出していくセシウムを増やすことになってしまう。

## 3 ）除染工程最適化検討のまとめ

放射線汚染土壌からセシウムの洗浄・脱着を経て、最終的な排水、排出物中のセシウム動態までを想定した中で、各システムの時間的効率と環境負荷を最小にしていく効率との接点につき検討をおこなった。考え方の基本は、水田表面の微細濁質に多くのセシウムが付着・吸着されている事実である。

洗浄・脱着工程に搬入される土量はおびただしい量となり、その中で1割から3割の土壌量が洗浄・脱着の過程で後段処理に回ると想定し、後段処理を検討した。後段処理には、里山環境や森林生態系の保全にもなる、除伐、間伐した樹木のチップ化濾床濾過を提言してきた。しかし、後段全体の受け入れ土量は膨大な量となる。そこで、最終排水の安全性と、処理工程全体の除染効率上昇などを合わせて考えた。洗浄・脱着工程から受け入れる高濁水に鉄系凝集剤混和による凝集効果を沈殿ピットの重力沈降による固液分離効果に加えることが必要である。鉄系凝集剤の沈殿効果を合わせた段階で、微細濁質負荷は、およそ1/100以上から1/1000程度へ減少できると想定出来た。洗浄・脱着工程の最終段階にあるチップ濾床へのセシウム輸送量は凝集沈殿効果の影響で小さくなり、
チップ濾床への負荷から見ると、概略1haあたり数 $ m^{2} $ 程度の面積で濾過可能となるといった見通しが付けられた。

### 6. 本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

1）土壌中の放射性セシウム洗浄：河川水の水田灌溉および洗浄水処理を目的として、放射性セシウム含有微細粒子濁質物を抑留する木材チップ濾過槽（チップ槽厚＞40cm）を用いて、懸濁物99%以上除去に成功した。放射性セシウムは、おおむね検出限界以下であった。灌溉水用には、チップ濾床は少なくとも一作期間は継続して用いることができることを明らかにした（通常の上水などに、用いられる砂濾過に比べ、濁質抑留能力は濾槽全体で濁質抑留を進行させる特長）。周辺の里山、森林の樹木伐採時に発生する木材を利用することが期待される。また、洗浄水を直接的に木材チップ濾過槽に導入するのではなく、その前に沈殿槽を設けることの必要性が明らかとなった。また、その沈殿槽で用いる鉄系凝集剤は、セシウムの植物移行ブロック技術とも組み合わせて使えることが期待される。

2）河川水中の放射性セシウム除染：河川水から作製した高浸透性水をベースに酸（硫酸、クエン酸、炭酸）を加えた洗浄水を福島県飯舘村佐須土壌に1:0.9～1.3の低土水比で加え、粘土画分等の細粒とともに放射性セシウムを除去する方法で、放射性セシウムの30%（野外代掻き除染）～80%（室内試験）の除去率を達成した。ただし、80%の達成には丹念な粘土画分の除去が必要となる。除染作業時間は、1回洗浄20分から30分を3回程度で洗浄が可能である。ただし、処理対象土が頑固な泥団子状態の場合には処理時間の延長も必要となる。分級操作に必要な水は、循環と再利用が可能であることを確認した。

3）サブテーマ1と合わせて、5,000Bq/kg程度の放射性セシウムで汚染された水田土壌であれば、農家がトラクターで行える安価な水田再生技術を開発した。ここでは、(i i)水田表層土5cmをトラクターで剥ぎ取る。(iii)灌溉水路から水田に引き込む水口で50cm以上厚さのある木質チップ槽によって放射性セシウム付着懸濁物をろ過して取る（99.9%以上の除去

率)、(iv)チップ槽浄化水から高浸透性水（ナノバブル水）を作成し、剥ぎ取り土壌の洗浄を行う（洗浄効率30%の代掻き洗浄～洗浄効率80%の洗浄-沈殿槽からなる洗浄装置）が可能であることを明らかにした。

4）また水中の懸濁物の放射性セシウム汚染レベルが高いことを見出しており、土壌を除染しても山林から流下する懸濁物によって再び汚
染される可能性が明らかとなった。空間線量の原因となっている山林を削って谷を埋めるような大規模土木工事を行う必要があることが示唆された。

## （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＞

現在、緊急課題となっている福島県相馬郡飯舘村の水田の除染に対し、現地の住民を活かした除染の進め方に関して研究開発を進めるとともに意見交換を行い、放射性セシウム汚染農地の復興政策への選択肢を用意した。

1）5,000Bq/kg 程度の汚染土であれば、広範な除染に使える安価な除染技術を確立した。また、地元住民（農家）が自分でトラクターを使って除染できる技術－除染作業が仕事になるため、除染費用を地元民への賃金として出すことが可能となり、住民の元気づけとなって早期帰宅を目指すことが出来る。

2）また水中の懸濁物の放射性セシウム汚染レベルが高いことを見出しており、土壌を除染しても山林から流下する懸濁物によって再び汚染される可能性が明らかとなった。懸濁物の水田への流入を防ぐ対策が必要である。また、収穫物の全量検査態勢を確立し、規定の線量未満のものだけを出荷することができる体制を整なければならないと考えられる。

### 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）>

特に記載すべき事項はない。

くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない。

## （2） 口頭発表（学会等）

1) Akatsuka, T., Suzuki, D., Eryürük, K., Tsuchiya, T., Yang, S., Takasaki, M., Fukushima, M., Abe, T., Usui, T. and Katayama, A. Horizontal and vertical profiles of radiocaesium in a contaminated paddy soil due to Fukushima nuclear power plant accident, First International Symposium on Advanced Water Science and Technology (ISAWST-1), November 11-13, 2012, Noyori Conference Hall, Nagoya University, Nagoya, Japan (poster)
2) Tsuchiya, T., Akatsuka, T., Yang, S., Eryürük, K., Suzuki, D., Takasaki, M., Sawada, K., Fukushima, M., Abe, T., Usui, T., Katayama, A. Suppression of bioavailability of radioactive cesium from soil to rice plants, International Symposium on EcoTopia Science 2013, December 13-15, Nagoya, Japan

3) Akatsuka, T., Yang, S., Tsuchiya, T., Eryürük, K., Suzuki, D., Sawada, K., Takasaki, M., Fukushima, M., Abe, T., Usui, T., Katayama, A. Decrease of the plant-available radiocaesium using the iron compounds and clay minerals of 2:1 layer type, International Symposium on EcoTopia Science 2013, December 13-15, Nagoya, Japan (poster)

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない。

（４）シンポジウム、セミナーの開催（主催のもの）

特に記載すべき事項はない。

（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

特に記載すべき事項はない。

### 8 \. 引用文献

特に記載すべき事項はない。
# Development of Biological Treatment System Antiscattering, Removing, Immobilizing Radionuclei in Soil

Principal Investigator: Arata KATAYAMA

Institution:

Nagoya University, EcoTopia Science Institute

Furo-Cho, Chikusa, Nagoya 464-8603 Japan

Tel: +81-52-789-5856 / Fax: +81-52-789-5857

E-mail: a-katayama@esi.nagoya-u.ac.jp

Cooperated by: Ishinomaki Senshu University

## [Abstract]

Key Words: Radio cesium, Paddy soil, Washing and immobilization, Microbial mineralization, Nano-bubble water, Wood chip filtration, Transfer to rice plant, Performance by tractor

Because of the accident of Fukushima Nuclear powerplant upon the earthquake 2011, radionuclei have been released, and a huge area was contaminated. Farmland remediation is one of the urgent issues to be handled. Because of the deficiency of soil for landfill, we need to develop the technology to remediate the farmland without introduction of new soil. The remediation process carried out by general constructors has caused the significant decrease in the fertility of soils. Thus, the remediation method that can be handled by farmers are desirable.

In this study, we have conducted the research to develop the biological treatment system that can be mostly performed by tractor. The targeting farmland was set at paddy field. The treatment system is aimed to have antiscattering, removing and immobilizing radionuclei in soil. This treatment system composed of the following four steps: (1) Microbial calcite formation to clogg the subsurface soil of paddy field which prevent the escape of radionuclei as soil particle and also improve the performance as paddy field, (2) Soil washing with highly-infiltrating water provided as nano-bubble water, (3) water treatment with wood chips to prevent the scattering of clay particles with irrigation of paddy field, and (4) microbial iron mineralization to enhance the immobilization of remaining radionuclei in the soil particles, which prevents the radionuclei uptake by plants.

The in situ experiment demonstrated that microbial calcite formation at the subsurface soil successfully reduces the hydraulic conductivity of paddy field from $ 10^{-4} $ cm/s to $ 10^{-6} $ cm/s with the help of bentonite, CaCl $ _{2} $ and corn steep liquor. Soil washing
with nano-bubble water with weak acids or alkaline was carried out as small particle sorting process, which resulted in the reange from 30% in efficiency in the style of rotary hallow to 80% in the washing-sedimentation reactor. The soil to water ratios ranged from unity to three, which was remarkably small and advantageous to treat large amount of soils. The irrigation water was successfully cleaned using the filtration with wood chip. Microbial iron mineralization increase non-extractable radiosecium in soil, which effect was confirmed with the rice plant uptake test. However, in the field experiment at Fukushima, the contamination level of rice grain was so small that there was no significant difference in the treated soils.

This biological treatment system would be useful to remediate the radionuclei-contaminated paddy field in Fukushima prefecture.
0014

平成29年度行政事業レビュージート(法務省)
事業名	検察総合情報管理システムの運営	担当部局庁	刑事局	作成責任者
事業開始年度	平成15年度	事業終了(予定)年度	終了予定なし	担当課室	総務課	総務課長松下裕子
会計区分	一般会計
根拠法令(具体的な条項も記載)	刑法,刑事訴訟法	関係する計画、通知等	「電子政府構築計画(平成15年7月17日各府省情報化統括責任者(CIO)連絡会議決定,平成16年6月14日一部改定)」「検察業務の業務・システム最適化計画(平成18年3月31日)」
主要政策·施策	-	主要経費	その他の事項経費
事業の目的(目指す姿を簡潔に。3行程度以内)	検察総合情報管理システムを安定的に稼働させることにより,検察庁の捜査・公判及び検務事務(以下「検察業務」という。)に関する情報等を総合的に運用・管理し,検察業務の効率化・合理化を図り,検察業務を迅速かつ的確に実施することを目的とする。
事業概要(5行程度以内。別添可)	検察庁においては,検察官が犯罪の捜査,起訴・不起訴の決定,公判の維持遂行,裁判の執行の監督等を行っており,また,事件の受理から捜査・公判,刑の執行に至るまでに関連して生ずる様々な検務事務(事件事務・執行事務・証拠品事務・徴収事務・記録事務・犯歴事務)があるところ,これら捜査・公判,検務事務に関する情報や検察庁間における情報を総合的・一元的に管理・共有するために,全国の検察庁に検察総合情報管理システムを整備し,運用している。
実施方法	委託・請負
予算額・執行額(単位:百万円)	予算の状況	26年度	27年度	28年度	29年度	30年度要求
当初予算	1,882	1,638	1,932	1,935	1,494
補正予算	-	-	-	-
前年度から線越し	-	-	-	-
翌年度へ線越し	-	-	-	-
予備費等	-	-	-	-
計	1,882	1,638	1,932	1,935	1,494
執行額	1,851	1,598	1,734
執行率(%)	98%	98%	90%
当初予算+補正予算に対する執行額の割合(%)	98%	98%	90%
平成29·30年度予算内訳(単位:百万円)	蔵出予算目	29年度当初予算	30年度要求	主な増減理由
情報処理業務庁費	1,935	1,491	「新しい日本のための優先課題推進枠」278基幹・犯歴機器の統合作業の完了による旧機器リース料の減システム再構築に係る増
職員旅費	-	3
-	-	-
-	-	-
-	-	-
-	-	-
計	1,935	1,494
成果目標及び成果美績(アウトカム)	定量的な成果目標	成果指標	-	単位	26年度	27年度	28年度	中間目標29年度	目標最終年度-	年度
障害対応における暫定対応完了までの所要時間を3時間以内とする。	左記達成率(3時間以内での暫定対応完了件数/全障害件数)	成果実績	%	100	99.7	100	-	-
目標値	%	100	100	100	100	-
達成度	%	100	99.7	100	-	-
根拠として用いた統計・データ名(出典)	検察総合情報管理システム運用管理支援業務月次報告書添付の「サービスレベル管理指標」
成果目標及び成果実績(アウトカム)欄についてさらに記載が必要な場合はチェックの上【別紙1】に記載	チェック
活動指標及び活動実績(アウトブット)	活動指標	-	単位	26年度	27年度	28年度	29年度活動見込	30年度活動見込
事件の受理件数	活動実績	件	1,447,919	1,390,942	1,306,619	-	-
当初見込み	-	-	-	-	-	-
単位当たりコスト	算出根拠	単位当たりコスト	単位	26年度	27年度	28年度	29年度活動見込
1,327(円/件)(X)予算執行額1,734,211,000円(Y)事件受理件数1,306,619件	単位当たりコスト	単位	26年度	27年度	28年度	29年度活動見込
計算式	X/Y	1,850,792,000/1,447,919	1,602,623,000/1,390,942	1,734,211,000/1,306,619	-
政策評価、経済・財政再生アクション・プログラムとの関係	政策評価	政策	検察権の適正迅速な行使(Ⅱ-4)
施策	検察権行使を支える事務の適正な運営(Ⅱ-4-(2))
測定指標	定量的指標	単位	26年度	27年度	28年度	中間目標-年度	目標年度-年度
-	実積值	-	-	-	-	-
目標值	-	-	-	-	-
定性的指標	目標	目標年度	施策の進捗状況(目標)
-	-