Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
①土壤中の微粒子（粘土）の除去（土壌に水を加え攪拌→静置→上澄み回収）

- ②リン酸1カリウムの1M水溶液を加える。（固液比 1:10）

- ③硝酸を滴下してpH=2に調整する。

- ④100℃程度に加熱し、2時間攪拌する。

- ⑤土壌が十分に沈殿するまで静置して、上澄み部（抽出液）を回収

- ⑥沈殿部（処理土壌）を洗浄→乾燥

図(1)-A-9 土壌セシウム抽出条件

## 土壤抽出液の再利用試験（ベンチスケール）

24年度、我々の研究グループは放射性セシウムを土壌粒子から脱離させる方法として、肥料溶液に酸によるpH調整を行った所に土壌を加え、加熱攪拌することで放射性セシウムの溶出量が著しく改善することを明らかにした。この実験結果から、本研究では土壌セシウム抽出プロセスにおける酸によるpH調整と肥料成分の組み合わせに着目し、土壌セシウム抽出条件の最適化を行った。

25年度はその研究をさらに発展させ、土壌セシウム抽出液の繰返し利用の有用性を検証した。除染に使用した土壌抽出液は土壌由来の様々な夾雑物を含むものの、肥料や酸の濃度はセシウムを抽出前と大きく変わらないことが実験により明らかになった。土壌抽出液を使い回すことができれば、肥料のコストや排液処理による環境負担を大幅に低減することができる。

ベンチスケールで行った土壤抽出液の繰返し利用実験（固液比1:10）の結果を以下に示す。土壌側の放射能濃度 $ (\mathrm{Cs}137+\mathrm{Cs}134) $ を測定して、除染率を算出した。除染率の定義は以下の通り。

$$ 除染率 [\%]=\left(1-\frac{ 抽出後 \mathcal{O} 土壤放射能濃度 [Bq/kg-dry]}{ 抽出前 \mathcal{O} 土壤放射能濃度 [Bq/kg-dry]}\right)\times100 $$
PB布除染有、pH=2

図(1)-A-10 土壤抽出液繰返し利用時の土壌除染率（抽出1回毎にPB布でセシウムを回収）

図(1)-A-11 土壤抽出液繰返し利用時の土壌除染率（PB布の使用無）

図(1)-A-10,11は、同じ肥料溶液を繰返し利用して土壌セシウム抽出を5回行った場合の土壌除染率である。抽出を繰り返しても土壌セシウムの除染率はほぼ横ばいであった。使い回す際は土壌抽出1回毎に肥料を10%補充したので、抽出実験一回当たりの試薬消費量は約1/10に低減できたことになる。また、図(1)-A-10では土壌セシウム抽出1回毎にPB布を投入して放射性セシウムを回収していたが、5回程度の抽出試験であればPB布を投入せずとも除染率はほぼ横ばいであることが判明した（図(1)-A-11）従って、肥料コストのみならず、セシウム吸着剤(PB布)の消費量も大幅に低減できることが示された。

土壤抽出液からの放射性セシウム回収実験（ベンチスケール）

次に、土壌から脱離させた放射性セシウムを含む土壌抽出液から、プルシアンブルー固定化吸着剤（PB布）を用いてセシウムを回収・濃縮する手法の最適化を検討した。PB布は夾雑物を大量に含む土壌抽出液からであっても容易に、かつ選択的にセシウムを吸着回収できることが前年度の研究で明らかになったが、今年度はより短時間・高濃度で放射性セシウムを回収する手法開発を検討した。
まず、本研究グループ内で開発・作製したPB布およびPB微粒子の吸着等温線を作成した(図(1)-A-12)除染対象には土壌セシウム抽出実験で発生した土壌抽出液を使用した。また、プルシアンブルーのセシウム吸着は平衡到達に時間がかかるため、吸着時間を2週間とした。

図(1)-A-12 吸着剤投入量当たりの土壌抽出液の放射能濃度変化

PB布は、繊維上にセシウム吸着能を持つPB分子を数％固定化した吸着剤である。従ってPBそのものである微粒子に比べると単位重量当たりの吸着量は数十分の一となる。注目すべきはPB微粒子とPB布の吸着等温線を近似曲線（Freundlich型）で表した場合、指数部の値がPB布は0.452、PB微粒子は0.447とほぼ一致したことである。この結果からPB布上に固定されたPB分子は、従来の手法で作成されたPB微粒子と同じ吸着挙動を示したと考えられる。これはPB布の吸着特性を研究するうえで重要な知見である。

図(1)-A-12より、PB布の放射性セシウムの平衡吸着量が約1000万Bq/kg近くに達することがわかる。土壤抽出液には放射性セシウムよりも大量の安定セシウムやその他の夾雑物も含まれているが、その中でも極めて高濃度に放射性セシウムを回収できることが確認された。しかし、吸着が平衡に到達してセシウム濃度を最大化させる為には2週間以上という長い時間が必要となる。更に、土壤抽出液の廃棄を考えた場合、最終的な平衡濃度は100Bq/kg等の値に抑える必要がある。よって、実際の土壤抽出液の除染プロセスでは図(1)-A-12のような高濃度吸着を実現するのは難しい。そこで、限られた吸着時間で土壤抽出液のセシウム回収量を最大化する為、PB布の分割投入プロセスを検討した。1回当たりの吸着剤の投入量を少なくすると単位重量当たりの平衡吸着量が増大する為、吸着剤を何回かに分けて投入することでより多くのセシウムを吸着することが目的である。

今回の実験では同じ量のPB布・同じ吸着時間という条件下で、以下の3つのプロセスを比較した（図(1)-A-13）。

PB布分割なし（PB布を投入して6hr吸着）

PB布2分割（PB布を2等分して3hrずつ吸着）
図(1)-A-13 吸着剤投入量当たりの土壌抽出液の放射能濃度変化

図(1)-A-13の結果より、PB布の分割はPB布の投入量が大きい場合にPB布の分割が有用であることが分かる。逆にPB布の投入量が小さい場合、PB布は分割せずそのまま投入した方が最終的な土壌抽出液の放射能濃度は低減できる（除染率が高い）ことが明らかになった。これは、Freundlich型の吸着等温線を持つ吸着剤の特徴によるものと考えられる。この型の吸着剤では、吸着剤を大量に投入した場合は比較的早く平衡吸着量に近い吸着量を達成できるが、投入量が少ない場合は完全に平衡に達するまで吸着量は伸びにくいとされる。プルシアンブルーのセシウム吸着は平衡到達に非常に時間がかかるため、実際の除染プロセスで吸着剤の投入量が少ない場合は、平衡吸着量よりもはるかに小さい吸着量しか得られない。以上の理由から、PB布の分割によって1回当たりの吸着剤投入量が極端に少なくなった結果、却って分割しない場合の方が放射性セシウムの回収が大きくなったと考えられる。

しかし、実際の土壌セシウム抽出プロセスで発生する土壌抽出液の放射能濃度は約1000～4000Bq/kgである。これを廃棄可能な濃度にまで低減する場合、相対濃度0.05未満にすることは必須である。従って、実際の除染プロセスではPB布2分割・または3分割する手法によってより効率よく放射性セシウムが回収可能である。また、今回の実験条件では3分割に比べ2分割の方が除染率で優れるケースが殆どであった。吸着剤投入量を増やした場合は2分割よりも3分割がより高い除染率を示すと思われるが、w/V=10.0（抽出液1kg当たりにPB布10gを投入したことを意味する）よりも更に大量の吸着剤を投入することはプロセスコストや放射性セシウム濃縮の観点で望ましくない。実際の除染プロセスではPB布を2分割して土壌抽出液に投入することが最も効率的であると考えられる。
図(1)-A-14 吸着時間当たりの土壌抽出液の放射能濃度変化

また、吸着時間による土壌抽出液の放射能濃度の変化を測定し、PB布2分割とPB布分割なしで比較を行った（図(1)-A-14）。その結果、吸着剤投入量を変化させた場合（図(1)-A-13）と同様に放射能濃度の逆転現象が起こった。やはり相対濃度0.05未満を求められる実際の除染プロセスではPB布2分割が有用であるものの、極端に短時間の吸着では分割なしの方が高い吸着量が得られることが判明した。

以上の結果より、PB布を用いた土壌抽出液中のセシウム回収プロセスにはPB布を2分割して投入するのが効率的と思われる。極端にPB布の投入量が少ない・吸着時間が短い場合は分割なしの方が比較的高い除染率を得られるが、それでも除染率が低すぎるため、現実的ではない。今回の実験よりも更に低濃度（10Bq/kg未満等）になるまで吸着剤を投入する場合は、分割数を3以上にする手法も有用となる可能性がある。

アルカリ水溶液による使用済PB布のPB溶離実験（ベンチスケール）

次に、土壌抽出液からセシウムを回収した吸着剤（使用済みPB布）をアルカリ液に浸してPBを溶離し、放射性セシウムをアルカリ溶離液として回収する手法を検討した。アルカリ溶離液には1N-NaOH水溶液を使用した。2N以上の高濃度水溶液の場合PBを固定している布自体の溶解が進行することが実験的に明らかになった為、布自体に大きな影響を与えず、かつPBが速やかに溶離する1Nで試験を行った。

バッチ試験の結果を図(1)-A-15に示す。20000～37000Bq/kg-dryの使用済PB布からPBを溶離し、洗浄することで放射能濃度が100～500Bq/kg-dryまで低減された。アルカリ溶離液の放射能は、使用済PB布からPB溶離を繰り返し行うことで35500Bq/kgまで上昇した。一方カラム試験（図(1)-A-16）では、使用済PB布75gからPBを溶離したところ、248000Bq/kgから162Bq/kgまで放射能が低減された。この時、アルカリ溶離液の放射能は、9300Bq/kgであった。

いずれの場合も使用済PB布から放射性セシウムをほぼ全量回収することには成功したが、アルカリ溶離液の最終的な放射能濃度よりも、PB溶離前の使用済PB布の濃度の方が高い。従って、放射性
廃棄物の濃縮・減容化を考慮すると、当初計画していたセシウム吸着剤から放射性セシウムを脱離回収するプロセスは省略し、セシウム吸着剤（PB布）を直接処分した方がより有用であると考えられる。この場合使用済PB布は焼却処分することで放射性セシウムを高濃度で回収できると思われるが、その際は放射能が過大濃度となって取り扱い困難な廃棄物を発生することにならないか考慮する必要がある。

図(1)-A-15 アルカリ溶液による使用済PB布のPB溶離（バッチ試験）

図(1)-A-16 アルカリ溶液による使用済PB布のPB溶離（カラム試験）

プロトタイプ除染装置による除染試験（スケールアップ）24年度

ここまで、ビーカーサイズ試験によって土壌セシウム抽出条件の最適化を行った。最後に、本研究の除染技術の実用化に向けたスケールに設計されたプロトタイプ装置での除染試験の結果を示す。装置の外観および概略については既に3．研究開発方法で示した。

プロトタイプ装置の除染実験の手順は以下の通りである。土壌セシウム抽出に関しては図(1)-A-9と同様の手順であるが、そこに本研究プロジェクトで開発された吸着剤による抽出液の除染工程が加えられている。
(実験手順)

(使用土壤)⇒飯館村で採取した田んぼ土壤 56kg (wet)

・ ① 土壤中の微粒子（粘土）の除去（土壌に水を加え攪拌→静置→上澄み回収）

- ② 攪拌槽でリン酸1カリウムの1M水溶液を調製し、①の土壌を加えて攪拌する。（固液比1:10）

③硝酸を滴下してpH=2に調整する。

• ④ 100℃程度に加熱し、攪拌しながら2時間保温する。

⑤ 土壌が十分に沈殿するまで一晩静置して、上澄み部（抽出液）を吸着槽に移動する⇒一部を採取して放射能濃度を測定

・ ⑥ 沈殿部（処理土壌）を洗浄 →一部を採取・乾燥して放射能濃度を測定

- ⑦ ⑤の抽出液にセシウム吸着剤を投入（投入量：約2kg、吸着時間：4時間）（図(1)-A-17）

⇒一部を採取して放射能濃度を測定

図(1)-A-17 吸着槽にプルシアンブルー固定布をセットした様子

## (実験結果)

まず、土壌からセシウムを抽出した抽出液の結果を示す。上記の手順①~⑤に従い、抽出後に一晩かけて土壌を沈降させたところ、ビーカーサイズ試験と同様に抽出液が分離されることが確認できた（図(1)-A-18）。得られた土壌抽出液の放射能濃度は1260Bq/kg、体積は約560Lであった。この濃度はビーカーサイズの抽出試験によって得られる抽出液と同等である。従って、プロトタイプ装置でもビーカーサイズに近い精度でセシウム抽出及び抽出液の回収が可能であることが明らかになった。また、この抽出液を手順⑦で吸着剤によって除染した結果、120Bq/kgまで放射能濃度を低減できた。これは、吸着の条件を調製することによって更に低濃度まで下げることができると考えられる。実際に、ベンチスケールの試験では抽出液の放射能濃度を20Bq/kg未満にまで低減することに成功している。
図(1)-A-18 抽出後に土壌が沈降している様子

次に、除染土壌についての実験結果を示す。まず処理前の田んぼ土壌の放射能濃度は43000Bq/kgであった。これを手順①~⑥に従って除染した結果、土壌の放射能濃度は18000Bq/kgまで低減された（除染率：約58%）。この土壌を更に肥料溶液1500Lで再抽出を行ったところ、回収した土壌の放射能濃度は4800Bq/kgまで低減された（処理前の土壌放射能に対して、除染率89%）。1回目の除染率58%はビーカーサイズ試験の除染率に比べて低い結果であったが、これはプロトタイプ装置の土壌攪拌能力や加熱能力に改善の余地があるためと考えられ、装置の運用条件を制御することでよりビーカーサイズ試験に近い除染率を実現可能と思われる。

プロトタイプ装置による土壌セシウム回収試験の実験結果を図(1)-A-19にまとめる。以上の結果から、本研究は除染困難とされる土壌にも対応可能なセシウム抽出プロセスの開発に成功し、そのプロセスが50kg-土壌の規模にスケールアップした場合でも適用できることを示した。
図(1)-A-19 プロトタイプ装置による土壌除染試験の結果（24年度の一例）

## プロトタイプ除染装置による除染試験（スケールアップ）25年度

上述のベンチスケール試験および24年度のプロトタイプ装置の試験結果を踏まえ、土壌100-200 kg規模のプロトタイプ装置除染装置（図(1)-A-1）による土壌セシウム回収試験を行った。

図(1)-A-20に土壌抽出液の繰返し利用試験の結果を示す。ベンチスケールでは最低でも5回は土壌抽出液を繰返し利用してセシウム脱離に利用できることが明らかになっている（図(1)-A-10,11）が、プロトタイプ装置では3回まで土壌セシウム抽出を繰り返した。その結果、プロトタイプ試験規模であっても除染率がほぼ横ばいであることを確認した。1回目の除染率が75％と、2・3回目に比べてやや低い値になっているが、これは実験操作に一部不備があって土壌から脱離した放射性セシウムを回収しきれなかったためと考えられる。

また、25年度のプロトタイプ装置試験では、放射能濃度の高い土壌微粒子（粘土分）の回収方法を前年度から変更している。前述の24年度プロトタイプ装置試験では土壌と肥料溶液を加熱攪拌する前に予め水（500-1000L）をつかって土壌微粒子を回収していた。この方法の場合、微粒子回収のために手順が増える、微粒子を含む排水が大量に発生する、といった問題があった。

そこで25年度は土壌からセシウムを脱離させた後、土壌抽出液と一緒に粘土分を回収する手法を検討した。まず、土壌と肥料溶液を加熱攪拌してセシウムを脱離させてから攪拌を停止、比較的サイズの大きい土壌粒子を沈降させた。その後、土壌抽出液中に分散した粘土分が完全に沈降する前に土壌抽出液と粘土分を送水ポンプによって一緒に回収した。化学的なセシウム脱離と土壌微粒子回収という二つのプロセスを一度に行うことで、土壌側の放射能濃度を最大約90%低減することに成功した。また、24年度の手法に比べて除染プロセスに必要な時間と排水を低減できた。
図(1)-A-20 プロトタイプ装置の除染試験結果（25年度）（土壌抽出液の繰返し利用）

次に土壌と肥料溶液の固液比を最適化と、PB布の分割投入による放射性セシウム回収を試みた。除染プロセス一回で処理できる汚染土壌の量は多ければ多いほど有用なプロセスであると言えるが、汚染土壌の投入量が大きすぎると、除染率が低下してしまうことが実験によって明らかになった。

今年度のベンチスケールの試験によって、高い除染率を維持できる土壌と肥料溶液の固液比は1:5が限界であることが判明している。固液比1:5で実験した場合は、固液比1:10の実験結果（図(1)-A-8, 10, 11）に比べ除染率はほぼ同じであった。一方で固液比1:3においては除染率が20%程度下がってしまうことが明らかになった。

この結果を踏まえ、固液比1:5（汚染土壌200kg、肥料溶液1000L）でプロトタイプ装置を用いた試験結果を図(1)-A-21に示す。除染試験の結果、固液比1:10の場合（図(1)-A-20）とほぼ同じ除染率を達成することに成功した。これにより、プロトタイプ装置規模においても最適な固液比は1:5であると言える。

また、この土壌セシウム抽出で発生した土壌抽出液（約850L）に対してPB布(60m²)を2等分して3時間ずつ、計6時間の吸着を行ったところ、土壌抽出液中の放射性セシウムの約92%を回収し、

135Bq/kgまで放射能濃度を低減できた。これは過去のプロトタイプ装置試験の中で最も高いセシウム回収率であり、プロトタイプ装置規模においてもPB布の分割投入が有用であることが示された。

尚、セシウム吸着後の土壌抽出液の放射能濃度（135Bq/kg）は、再び除染プロセスに使い回す場合には問題ないが、土壌抽出液を廃棄する際はより低濃度に抑える必要がある。PB布を更に多く投入することでも達成可能であるが、ベンチスケール試験の結果から考え、吸着時間を長く（12～48hr）することでPB布の消費量を増やすことなく放射能濃度を低減することがプロセスの実用性の面で
より望ましいと言える。

図(1)-A-21 プロトタイプ装置の除染試験結果（25年度）（固液比1:5、PB布の分割投入）
## （１）－Ｂ【放射性セシウム除染布の開発】

## PB固定布の同定

再生セルロース繊維で作製したPB固定布と粉末PBの拡散反射スペクトルを図4に示す。粉末PBでは、750 nm付近に$\mathrm{Fe}^{2+}\rightarrow\mathrm{Fe}^{3+}$の電荷移動に帰属されるPB特有の吸収帯が観測される。PB固定布でも同様の吸収帯が確認されたことから、PBが繊維上で合成されていることが明らかとなった。

図(1)-B-4、PB固定布（実線）と粉末PB（破線）の拡散反射スペクトル

図(1)-B-5、(a)PBを固定化した繊維と(b)未処理の繊維のSEM画像（5000倍）

## 構造分析

PBを固定化した繊維の電界放出走査電子顕微鏡（SEM）画像を図(1)-B-5aに示す。未処理の繊維（図(1)-B-5b）の表面が平滑なのに対し、PBを固定化した繊維では、繊維表面に数100 nm程度の付着物がみられた。

局部の分析ができるEDX分析を用いて、付着物を点分析した（図(1)-B-6）。N原子数が12～20%、Fe原子数が0.7～2.7%観測され、N原子とFe原子の存在が確認された。

eV

図(1)-B-6、付着物の点分析スペクトル
次に、PB固定布の表面をXPSで分析した結果、C、N、Feが検出された（図(1)-B-7）。これらの結果から、繊維の表面にPBが直接固着していることが示された。

図(1)-B-7、PB固定布表面のXPSスペクトル

吸着能向上の観点から考えると、繊維内部の利用は重要である。そこで繊維内部についてもSEM観察、EDX分析を行った（図(1)-B-8-1、8-2）。

不織布へのPBの固定化（内部分析）

図(1)-B-8-1、PB固定布の断面SEM画像

不織布へのPBの固定化(内部分析)

図(1)-B-8-2、繊維断面のEDXによる元素線分析

繊維が、C、H、Oから構成されている再生セルロース（図(1)-B-9）であるため、CとOが主に検出される。一方、繊維内部においても有意のFeやN元素が観測された。これは、処理前の不織布繊維では観測されない。元素分析のみでPB生成反応が起こったことを確定することはできないが、FeやN元素を含む原料溶液が内部へ浸透していることは明らかである。これは、用いた不織布繊維が良
好な吸水性を有することと一致している。これらの分析結果から、PB固定布では繊維内部も有効に利用されていることが示唆された。

図(1)-B-9、セルロースの構造

## 吸着能・化学的安定性の評価

新たに開発したPB固定布を検証し、以下の通り、十分な能力を持つことを実証した。

1）非放射性セシウムイオンを用いて、PB固定布の吸着能を評価した（図(1)-B-10）。ここで、セシウムイオン濃度は、ICP-MASSにより評価した。吸着能を示すKdは $ 1\times10^{5} $ と非常に高い値を示した。この値は、他の陽イオンが存在しない場合、10Lの水に10μgのセシウムイオンが溶けている場合、その99パーセント以上を10グラムのPB固定布で回収できることを示している。また、布1枚（60×40センチメートル、18グラム）で最大2.5ミリグラムのセシウムイオン（セシウム137なら80億ベクレル）を吸着できることが示され、十分な吸着能を有することが明らかとなった。

吸着能評価(蒸留水)

1、吸着剤全体のKd ~ 1 × 10^{5} mL/g

→ 溶液中よりも吸着材の方が $ 10^{5} $ 倍 居心地が良い

2、PBのみに換算したKd～3×10^{6} mL/g

$$ (Kd=10^{3}\sim10^{6}) $$

図(1)-B-10、PB固定布の吸着能評価

2）福島県での実験で、約20ベクレルの放射能を示す雨どいの水1Lに、20gのPB固定布を一晩浸したところ、放射能は検出限界（8ベクレル）以下になった。つまり、飲料水の基準値（1Lあたり10
ベクレル）よりも低くすることに成功した。（図(1)-B-11）

低濃度汚染水を飲料水規制値以下へ除染することに成功

図(1)-B-11、PB固定布を用いて雨どいの水を除染した実験

3）我々の実験結果から、高濃度の肥料を含む水溶液（例：約100グラムの硫酸アンモニウムと約100グラムのリン酸二水素カリウムを含む1リットルの水）で汚染土壌を加熱処理すると、放射性セシウムイオンが遊離することが示されている。このようなセシウムイオンと競合する可能性のある陽イオン（アンモニウムイオンやカリウムイオンなど）が多量に存在する水溶液からも、PB固定布は、微量の放射性セシウムイオンを選択的に回収できることを明らかにした（図(1)-B-12）。これらの実験後のPB固定布が示す放射能は1kgあたり10万ベクレル以下であった。

図(1)-B-12、PB固定布を土壌除染へ利用した実験

4）セシウムイオン選択性に関する検討
セシウムイオンと競合する可能性のある陽イオン（アンモニウムイオンやカリウムイオンなど）が多量に存在する水溶液からも、PB固定布は微量の放射性セシウムイオンを選択的に回収できることが、定性的に明らかとなっている。そこで、PB固定布の吸着等温線を競合イオンとなり得るアルカリ金属イオン、ナトリウムイオン、カリウムイオンなどに対しても定量的に測定することで、セシウムイオン選択性を評価した（図(1)-B-13）。

図(1)-B-13、各種アルカリ金属イオンに対するPB固定布の吸着等温線

図(1)-B-13より、PB固定布は、セシウムイオンに関して高い吸着能 $ \left(Q_{\max}>0.7\ \mathrm{mg/g},\ K_{\mathrm{L}}\sim3.3\times10^{4}\ \mathrm{mL/g}\right) $ を示すことがわかる。分布量が少ないため環境中における競合イオンになりづらいルビジウムイオンに対してはある程度の吸着能 $ \left(Q_{\max}>0.4\ \mathrm{mg/g},\ K_{\mathrm{L}}\sim1.0\times10^{4}\ \mathrm{mL/g}\right) $ を示す一方で、分布量が多く環境中における競合イオンとなるナトリウムイオン、カリウムイオンに対してはほとんど吸着能を示さないことが明らかとなった。

この実験結果を基に、多量のナトリウムイオンやカリウムイオンが存在する環境中においても、微量のセシウムイオンを選択的に吸着する機構を説明できる（図(1)-B-14）。 $ Q_{max} $ はイオンが吸着するサイトの数を、 $ K_{L} $ はイオンの吸着しやすさを反映している。ナトリウムイオンやカリウムイオンに対する $ K_{L} $ は小さいため、吸着サイトへ吸着しても、すぐに脱着してしまう。一方、セシウムイオンに対する $ K_{L} $ は大きいため、一度吸着サイトへ吸着すると非常に脱着しづらい。そのため、時間とともに吸着サイトはセシウムイオンで占められていくこととなる。これより、競合イオン存在下でも、PB固定布がセシウムイオンを選択的に吸着する機構が明らかとなった。
Qmax: 最大吸着量 $ \Rightarrow $ 吸着サイトの数

図(1)-B-14、 $ Q_{max} $ 、 $ K_{L} $ のイメージ

## 5 ）PB担持量の改善

研究開発方法で示したように、吸着能を示す最大セシウムイオン吸着量 $ Q_{max} $ の単位は $ [mg/g] $ 、 $ K_{L} $ が反映する低濃度領域における傾きの単位は $ [L/g] $ である。PB固定布は、セシウムイオン吸着能を有するPBと吸着能を持たない繊維担体から構成されているため、PB担持量を上昇できれば、 $ Q_{max} $ 、 $ K_{L} $ 両方の向上が期待できる。一方、布をフェロシアン化カリウム水溶液に浸した後、塩化第二鉄の溶液に浸漬する方法は、物理的にPBが脱離しづらいように最適化されたため、原料の高濃度化によるPB担持量増加は困難であった。

そこで、布上で一度PBを合成しPB固定布を作成した後、改めてPBをPB固定布上で合成し直す方法を開発した。その結果、PBが脱離しづらい特長を保ちながら、PB担持量を、約3 wt%（PB合成回数が1回）から約7 wt%（2回合成）へ増加することに成功した。図（1）-B-15に1回合成の布と4回合成の布におけるセシウム吸着等温線を示す。1回合成した布の $ Q_{max} $ （～0.7 mg/g）と比べ、4回合成では $ Q_{max} $ の大幅向上（＞2.2 mg/g）が観測された。これより、PB担持量の改善により、PB固定布の吸着能を向上することに成功した。

布上でPBを1回合成

布上でPBを4回合成

図(1)-B-15、布上におけるPB合成回数依存性（0.6 ppm溶液使用）
## （1） −C【草木灰からの放射性セシウム回収】

福島県飯舘村までいな家周辺の植物の灰化前後の線量変化の測定

表(1)-C-1に福島県飯舘村までいな家周辺で採取した植物体、ならびにそれらから得られた灰の線量を示す。

表(1)-C-1 福島県飯舘村までいな家周辺で採取された植物体および灰の線量 (Bq/Kg)

採取時期
サンプル	2012年1月	2012年12月
枯死植物体	燃焼灰	枯死植物体	燃焼灰
①茅	41300	不検出	不検出
②落葉
(広葉樹)	1300	7350
③下草	8070	90400
④樹皮	93400	-a)

a）高線量になるおそれのため灰化させていない。

本研究はそもそも、2012年1月に飯舘村までいな家作業場にて土壌からの除染の基礎研究を行っていた折、暖炉で使用した薪ストーブの灰から有意な線量（約15000 Bq/Kg）が観察されたことに端を発する。当初は、灰からBP布へのセシウムの移行を主眼としていたため、その時点ではサンプルの種類も茅のみであり、また、灰化前の線量測定も行っていない。さらに約一年が経過した2012年12月に再度この実験を行い、これについては灰化前の線量も測定して、灰化による放射性セシウムの濃縮の程度が6ないし12倍程度であると分かった。ただし、この濃縮度は電気炉を用いた加熱の結果であり、そのまま焼却処理の場合の濃縮率に適用できるものではないことに注意が必要である。上記の測定結果から以下のことが分かる。

1）茅（一年草、1.5-2 m）は震災後一年以内の2012年1月のサンプルは有意な線量を示したが、さらに約一年後の2012年12月のサンプルは灰化した後も線量を示していない。この植物が含んでいたセシウムは全量が外部から付着し、表皮を通じて吸収されたものである。また、この植物には土中のセシウムを吸収する性質がない。

2）下草（一年生のカヤツリグサ科植物と思われる）は、2012年12月のサンプルからも有意な線量が測定された。しかしながら、下草の一部は地面に接触しているため、含まれていた放射性セシウムが土中からの吸収によるものか、地表との接触による表面を介した移動によるものかは不明である。

3）枯死したものでも樹皮は高線量であった。これに対して2012年12月の落葉は比較的低線量であった。これは、樹皮から吸収された放射性セシウムが木の内部にあまり移動することなくそこにとどまり、一方で、植物は一定割合で経根吸収し、それが落葉に反映されたものと解釈される。実際、杉を例に取ると、樹皮にはポリフェノールが10%程度含まれているが、内部にはない。ポリフェノールは金属イオンに配位するカテコール部位を多く持つため、セシウムイオンと安定な錯体を形成し、そのために枯死した植物であっても容易にはセシウムが流出しないと思われる。これに関して、第一回環境放射能除染学会研究発表会において佐
賀大学のグループがポリフェノールを多く含む茶葉や柿タンニンに強いセシウムイオン結合能があることを発表している。

灰からPB布への放射性セシウムの移行

表(1)-C-2に植物の灰からPBへの放射性セシウム移行実験の結果を示す。用いたサンプルはいずれも2012年1月採取の茅から得られた焼却灰である。

表(1)-C-2 植物灰（茅）からPB布へ放射性セシウムの移行 $ ^{a,b)} $

run	初期線量	pH(acid)°C	条件	PB布線量	回收灰線量	除染率d) (%)
1	408	11(-)	r.t., 5 min	—	230	-(44)
2	650	4(AA)	r.t., 5 min	110	323	17(50)
3e)	407	4(AA)	r.t., 8 min	163	173	40(57)
4e)	407	6(AA)	r.t., 1 h	229	192	56(53)
5e)	464	6(AA)	50°C, 1 h	231	151	50(67)
6	310	4(NA)	65°C, 1 h	140	172	45(45)
7e)	335	4(NA)	90°C, 1 h	231	122	69(64)

a）单位 B q.

b）特にことわりがなければA法による.

c） AA：酢酸、NA：硝酸.

d）布の線量基準.（）内は回収灰の線量基準.

e) B 法による

Run 1では得られた灰を室温で水にけん濁させたものを単純にろ過して、そのろ液にPB布を浸したところ、瞬時に布の脱色が起こった。このろ液のpHは11であり、従来から知られているようにPBがアルカリによって分解することが確認された。実際、脱色した布からは放射性は確認されなかった。一方で、回収された灰の線量は初期値の60%程度に減少していた。このことから、薬品等で特段の処理をしなくても、室温の水にけん濁させるだけで40%程度のセシウムイオンを遊離できることが分かった。

中性よりも酸性側でないとPB布の機能が発揮されないと考え、まずは酢酸にてpHを4に調整して、同様の実験を行った（run 2）。酸の添加時にかなりの発泡が見られた。一般に植物灰の成分はナトリウム、カリウム、カルシウムの酸化物もしくは炭酸塩であることが知られており、発泡は炭酸塩の分解に起因すると考えられる。ろ液にPB布を浸したところ、期待通り脱色を起こさずに機能することが分かった。しかしながら、その吸着量は十分ではなく、改善を要することが分かった。また、この実験では線量のバランスが取れていないが、のちに、ろ過に用いたセライトに一部セシウムが吸着したためと分かった。

次に、遊離したセシウムイオンが平衡的に灰に再吸着されるために見かけの溶出割合が低くなっている可能性を検証する意味で、B法による実験を行った。pH、温度を概ねそろえたrun 2と3で比較すると、明らかに回収灰の線量は後者の方が少なく、仮説が正しいことが分かった。

さらに、温度を上げることにより、セシウムイオンの移行を促すことを試み、最高で70％近くまでの除染率を得たが、それ以上の除染は難しいことが分かった。一般に、今回の主対象である土壌
のように粘土質のサンプルの場合は、粘土鉱物の層構造の隙間にイオン交換の形で入り込んでいるセシウムイオンは溶出されにくいことがよく知られているものの、灰はそのような層構造をとるとは考えにくい。現在のところ、有機物が燃焼しきれていないで炭化された状態で灰に混じっていて、その部分に吸着されているのではないかと考えた。そこで、より燃焼が不十分な状態のサンプルとして、電気炉による加熱で得た灰を検討した。その結果を表(1)-C-3に示す。写真は左が焼却灰、右が電気炉で得た灰である。目視の結果でも焼却灰よりも電気炉の灰のほうが明らかに黒に近く、後者は炭化物や分解の進まない有機物が多く含まれていると推察される。

表(1)-C-3 植物灰の作成法による違い

焼却炉	電気炉(550℃)
けん濁液pH	11	8
酸処理時発泡	有	無
除染率(%)	65	10

上記の測定結果より、炭素分の残量が除染率に大きく影響することが明らかとなり、効率のよい除染のためには完全に燃焼させたほうがよいと分かった。しかしながら、高温ではセシウムが飛散することが知られており、実際に電気炉による加熱でも温度を650℃に設定すると、当初の量の10%程度のセシウムが飛散したことが確認されている。この事実は、個人レベルが枯れ草を燃やして灰にしてPB布に移行させるプロセスを想定した場合には大きな問題となる。

次に、広葉樹の落葉を電気炉で600ないし650℃で灰にしたサンプルを用いて、炭素分がある程度残存している灰からのPB布へのセシウムの移行を検討した。結果を表(1)-C-4に示す

表(1)-C-4 植物灰（広葉樹落葉）からPB布へ放射性セシウムの移行

run	初期線量	pHc)	条件	PB布線量	回收灰線量	除染率d) (%)
1	125	3(NA)	80℃, 30 min	54	67	43 (46)
2e)	228	3(NA)	80℃, 30 min	76	90	39 (61)
3e)	196	5(NA)	r.t., 15 min	71	143	36 (27)
4e)	147	2(NA)	r.t., 20 min	24+25	n.m.f)	33 (-)
5	114	2(NA)	80℃, 20 min	34	46	30 (76)

a）単位Bq。Run 1-3は同一サンプル、Run 4、5は同一サンプル。後者がより白い。
b）特にことわりがなければC法による。

c）硝酸（NA）処理時の発泡はわずかであった。

d）布の線量基準.（）内は回収灰の線量基準.

e) B法による.

f）测定せず.

先の実験結果同様に、セシウムの移行にはある程度の加熱が必要と分かった。Run 5では、回収灰の線量基準の除染率に対して、PB布基準の値がかなり低いが、これは原因のひとつにpHの値が適正值を下回ったことが考えられる。

## ファイトレメディエーションを意図した生育植物体サンプルの採取と測定

ここまでで述べてきたように、灰化するときのセシウムの空中への飛散リスクの問題、ならびに灰からPB布への移行における効率の限界から、植物を灰にするのではなく、ある程度セシウムを経根吸収する植物（雑草）を刈り取って一箇所に集めておいて、腐植化させることによる減容の可能性を検討する方向へと転換した。このため、2013年夏季に生育している植物サンプルを採取してその線量の測定を行った。

$ 1.7 \times 10^{3} $ Bq/kg

$ 3.4 \times 10^{2} $ Bq/kg

$ 6.6 \times 10^{2} $ Bq/kg

図(1)-C-2 植物サンプルとその線量。左から、図(1)-C-1における①スギナ、②下草（葉は卵形で輪生）、③下草（カヤツリグサ科植物）に対応する。

いずれもある程度の線量は見られたが、大きな値とは言えず、これらの植物の回収を通じた除染も難しいと分かった。しかしながら、上記はたまたま実験地周辺に生育していた植物をサンプルとしたものであり、セシウムの経根吸収量の多い植物も知られているため、そのような植物を積極的に採用することで効率の上昇は見込めると思われる。

なお、図(1)-C-1における④降雨時に小川になる溝にあった落ち葉では、 $ 1.3 \times 10^{4} $ Bq/kgと上記のスギナよりも一桁上の値が観察された。この値は、表(1)-C-1の②で示した降雨時に水の流路とはならない場所にあった落ち葉の線量の10倍にあたる。その原因を以下のように考察する。落葉は樹皮ほどではないにしてもリグニンなどフェノール性の成分を含み本質的にセシウムを吸着させる機構を備えていて、度重なる雨によって水中にわずかずつ溶出されて流れてきたセシウムも取り込んでいったのであろう。このことは、そのような場所にある落葉を集めて一箇所に集中させることで、数年の時間は必要にはなるだろうが、大仕掛けの装置を要しない除染の一方法となるのではな
いかと期待される。

## （１）－Ｄ【PBの分子構造の分析と最適化】

## 1 ．ITO電極上へのPBの電解析出とその構造

ITO上に一定電流を通電すると、図(1)-D-2(a)のようにITO電極上にPBが析出して電極表面が青色に着色した。次に、ITO電極上に電解析出したPBを強塩基性水溶液に浸漬することで鉄イオンを溶液中に溶出させ、ICP-MSにより定量した。その結果、電極表面に15nmol/cm²のPBが析出していることがわかった。また、SEMを用いてITO上のPBがどのように電解析出しているかを調べた。すると図(1)-D-2(b)の表面観察から明らかなようにITO表面全体に層状にPBが析出していた。SEMによる断面観察からITO上に電解析出したPB層の厚みは、およそ100nmだとわかった。

(a)

(b)

図(1)-D-2.（a）プルシアンブルー、プルシアンホワイト、プルシアンイエローの写真及びスペクトル。（b）プルシアンブルーの断面SEM像。

## 2 ．ITO上に固定化されたPBの電気化学挙動

PB膜の酸化還元挙動を1 M KCl水溶液中でサイクリックボルタンメトリーにより確認したところ、図(1)-D-3のような安定なサイクリックボルタモグラムが得られた。開回路電位は+0.8 V vs. SHEであった。+0.4 V vs. SHEより負の電位域では、PBが還元されてPWに変化し、膜は青色から淡青色に変化した。一方、+1.1 V vs. SHEより正の電位域では、PBは酸化されてBGに変化し、膜は青色から淡い緑青色に変化した。
図(1)-D-3. ITO表面に固定化されたPBのサイクリックボルタモグラム（走査範囲：-0.2 V ~ +1.8 V vs. SHE、走査速度：50 mV/s）

10 mM 塩化セシウム水溶液中においてプルシアンブルー被覆ITO電極の電位を-0.4~+1.4 V vs. Ag|AgClの範囲、10 mV/sの速度で掃引した際の、700 nmにおける吸光度変化を図(1)-D-4に示す。700 nmにおけるプルシアンブルーの吸収は、電位の負側への掃引と、正側への掃引により、減少することが確認された。10サイクル目における電流変化と吸光度変化を図(1)-D-5に示す。負側への掃引においては、還元電流が流れるに伴い吸光度が低下している。正側への掃引においても、酸化電流が流れるに伴い吸光度が低下している。すなわち、酸化還元反応と吸光度変化が対応していることがわかる。また、酸化還元反応と吸光度変化はいずれも、化学的に可逆であった。

図(1)-D-4.10 mM塩化セシウム水溶液中におけるプルシアンブルー被覆ITO電極の電位掃引に伴う吸光度（700 nm）変化。
図(1)-D-5. 10 mM 塩化セシウム水溶液中におけるプルシアンブルー被覆ITO電極の電位掃引に伴う電流と吸光度（700 nm）の変化。赤色が正側、青色が負側への電位掃引に対応する。

## 3 ．ITO電極上に固定化されたPBのセシウム吸着特性の評価

PB膜のセシウム吸着特性を測定し、吸着平衡に達した時の1 g当たりのPBへのセシウム吸着量を縦軸に、溶液中に残留したセシウム濃度を横軸にしてプロットした（図（1）-D-6）。そのプロットからセシウムのPBと溶液間の分配係数を求めると、pH 5.7では8.7 × 10^{5} mL/g-PBとなった。また、吸着平衡時の溶液に残存するセシウム濃度の逆数と1g当たりのPBに吸着されたセシウムの吸着量の逆数をプロットすると、線形プロットが得られた。このプロットの縦軸の切片から、PBへのセシウムイオンの最大吸着量は35 mg/g-PB程度と見積もられた。この値は、PBの単位格子(Fe_{4}[Fe(CN)_{6}]_{3})あたり平均0.25個のセシウムイオンが吸着することに相当する。

図(1)-D-6. 吸着平衡時の溶液-PB間のセシウムイオンの分配プロット（pH 5.5、約20℃）

また、分配係数と最大吸着量はいずれも、pHの上昇とともに増大し、下降とともに減少した。ただし、pHが10を超えるとPBの脱離が起こる。
## 4 ．PBの酸化還元に伴うセシウムイオン吸着挙動の変化

ITO表面に固定化したPB中の鉄イオンの酸化還元反応に伴い、PB膜へのセシウム吸着特性がどのように変化するかを検討した。吸着平衡に達したPB（吸着量36 mg/g-PB）に一定の電位を一時間印加し、印加前後の溶液中におけるセシウムイオン濃度の変化をICP-MSにより測定した。

PBを+0.4 V vs. SHEで還元しても、セシウムイオンの放出や取り込みはほとんど起こらなかった。すなわち、還元による取り込み量の増大は必ずしも期待できないことが明らかとなった。一方、+1.3 Vで酸化すると、セシウムイオンがほぼすべて放出された。セシウムイオンの放出は主に、BGの格子内部が正電荷を帯びることでセシウムイオンと静電的に反発するためだと考えられる。したがって、PBによるセシウムイオンの吸着回収に際しては、PBがあまり酸化されないように注意する必要があると結論できる。
## （１）－Ｅ【除染土壤を用いた植物栽培】

## 発芽試験結果

福島県飯舘村深谷地区の水田土壌に本研究プロジェクトで開発した除染プロセスを適用した「除染土壌」と、プロセスを適用する前の「除染前土壌」で比較を行った。

まず、除染土壌のEC（電気伝導度：electric conductivity）を測定したところ除染前と比べて10倍以上の値に達していることが明らかになった。また、除染プロセスによって土壌のpHが小さくなることが判明した（表(1)-E-1）。これは除染プロセスの際に土壌に添加する肥料や酸の影響であり、肥料成分が除染土壌内に残留している為と思われる。

表(1)-E-1 発芽試験に使用した土壌

除染前水田土壤	除染土壤
放射能濃度
(Cs137+Cs134)	52000 Bq/kg	4826 Bq/kg
EC（電気伝導度）	164 $ \mu $ S/cm	2700 $ \mu $ S/cm
pH	5.6	2.7

除染前水田土壌と除染土壌の発芽試験の結果を図(1)-E-2,3に示す。除染前土壌ではソルガム、菜の花ともに発芽が確認されたのに対して、除染土壌では2種類とも発芽は確認できなかった。

A: 除染前土壤

（発芽試験期間：2013年4月23日～5月13日）

（発芽試験期間：2013年4月23日～5月13日）

C:除染後水洗净でEC低減土壤

EC低減土壌で発芽を確認

図(1)-E-2 発芽試験結果（ソルガム）
A: 除染前土壤 酸化

(発芽試験期間: 2013年4月23日～5月13日)

B: 除染土壤 還元

(発芽試験期間: 2013年4月23日～5月13日)

発芽しないため洗浄後再試験

（発芽試験期間：2013年5月8日～13日）

水洗净处理2回

EC=112 $ \mu $ S/cm pH=4.1

## EC低減土壌で発芽を確認

C: 除染後水洗净でEC低減土壤 還元 （発芽試験期間: 2013年5月8日～5月13日） 図(1)-E-3 発芽試験結果（菜の花）

これは除染土壌のEC（電気伝導性）が高すぎることが問題であると考え、除染土壌を水洗浄したところ、洗浄によってECとpHが除染前土壌に近い値になっていることが確認された。この洗浄済み除染土壌で再度発芽試験をおこなったところ、ソルガム・菜の花ともに発芽が確認できた。以上の結果より、除染土壌のECを下げる対策が植物生育には必要であると考えられる。

## 栽培試驗結果

栽培試験では「除染土壤」と「除染前土壌」の2種類に加えて、「除染土壌と市販土壌の混合物(1:1)」も使用した。栽培試験に使用した土壌の性質を表(1)-E-2に示す。発芽試験の結果を踏まえ、除染土壌は予め水洗浄を行った。栽培試験に使用した除染土壌は発芽試験に使用した土壌とは別バッチであるため放射能濃度が異なっている。

表(1)-E-2 栽培試験に使用した土壌

除染前水田土壤	除染土壤+市贩土壤(1:1)	除染土壤
放射能濃度	52000 Bq/kg	10000 Bq/kg	12000 Bq/kg
EC（電気伝導度）	84 $ \mu $ S/cm	460 $ \mu $ S/cm	570 $ \mu $ S/cm
pH	6.0	5.8	4.6
栽培20日後

図(1)-E-4 栽培試験結果（20日後）

## 栽培57日後

除染前土壤100%

52000Bq/kg

はつか大根

稲 ソルガム 菜の花

図(1)-E-5 栽培試験結果（57日後）
植物の栽培結果を図(1)-E-4,5,6に示す。まず除染土壌100%で生育した場合、成長したのはソルガムとそばの2種類であった。稲は他2種の土壌に比べて生育不良であり、菜の花・はつか大根に関しては成長が確認できなかった。その一方で、除染前土壌＋市販土壌(1:1)では5種類すべての植物が順調に生育した。除染前土壌100%と比較しても問題なく成長していると考えられる。この結果から、植物栽培ができる土壌と除染土壌を混合することによって植物は生育可能であると言える。

実際の農地で除染プロセスを適用する場合を考える。通常の耕運では土壌は15～20cmの深さまで攪拌されるため、農地の表土5cmをはぎ取って除染プロセスを適用してから農地に還元した場合、土壌全体の中の除染土壌の割合は25～33%となる。肥料の調整などは必要であろうが、農業生産の再開は可能であると考えられる。以上より、除染土壌を用いた植物生育には、除染土壌の洗浄（ECの調整）および土壌の攪拌が重要であることが明らかになった。

秋植えそば（栽培47日後）

除染土壤

除染土壤 + 市贩土

除染前土壤

稻（栽培147日後）

除染土壤

図(1)-E-6 そば・稲の成長比較

除染土壤 + 市贩土

除染前土壤
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

平成24年度は汚染土壌から放射セシウムを脱離・抽出する手法をベンチスケールにて確立した。効率的なセシウム脱離に重要な肥料・酸の種類、加熱温度などの条件を精査した。また、実用規模を想定したプロトタイプ除染装置を設計・試作し、土壌50kg規模の除染試験に成功した。平成25年度には小規模分散型の土壌除染技術の実用化に向け、要素技術の更なる大幅な改良を成し遂げた。土壌抽出液の繰返し利用やセシウム吸着剤の運用方法の改善によって、土壌中の放射性セシウム回収プロセスのコスト・環境負荷を大幅に低減できることを明らかにした。更にプロトタイプ装置による100-200kg-土壌スケールの除染試験を行い、小規模分散型除染プロセスを想定した実用性の高い試験データが得られた。また、本プロジェクトで開発したセシウム除染布に固定化されているプルシアンブルー(PB)の様態を分析し、除染布の更なる改良に成功した。そして、除染プロセスで処理した土壌に未処理の土壌を混合することによって、良好な植物生育が可能であることを5種類の植物栽培試験で明らかにした。

## （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＞

## ○小規模分散型セシウム回収プロセスの確立

高度に汚染された水田土壌（約2〜5万Bq/kg）の放射能濃度を最大90%低減することに成功した。物理的な分級と科学的な抽出を併用した新規の手法であり、脱離が困難とされる水田土壌であっても除染可能であることを示したことは、今後の除染事業において有用であると思われる。実験規模も本研究が示す小規模分散型プロセスを想定した規模（汚染土壌200kgスケール）の試験に成功している。汚染土壌100Lにプロセスを適用すると、90Lの除染土壌を農地に還元、10Lの土壌微細粒子は分離して貯蔵/資源化、セシウムを回収したPB固定布は焼却して微量の灰として貯蔵、肥料溶液は繰返し利用が可能であり、最終的には元の汚染土壌から10倍以上、放射性物質減容化が可能であると分かった。

## ○安価で丈夫なPB固定布の量産工程を確立

布状の材料は、roll-to-roll方式による加工が可能であるためライン生産に向いていることを利用し、PB固定布の量産工程を確立した。PBとなじみやすい不織布を用いることで、生産ライン上でも、PBが不織布へ固定化された。量産化されたPB固定布の特徴は、以下の通りである。

1）手作業で丁寧に試作した除染布と同程度のセシウムイオン回収能力を有する。

2）2種類の原料溶液へ不織布を順次浸すだけの簡便な生産方法である。

3）得られた吸着材は軽くて丈夫であり、PBが脱落しにくい。
4）切断も容易で、様々な大きさ・形にしやすい。

5）従来品に比べ低コスト化が見込まれる。

PB固定布はシート状、ロール状など多様な形態に加工でき、水、土壌、下水污泥、焼却灰などの除染への活用が期待される（図(1)-B-16, 17）。

図(1)-B-16、量産型PB固定布

PBは繊維表面に固定化

図(1)-B-17、PBを固定化した不織布（右）と未処理の不織布（左）のSEM画像

## ○化学的安定性の改善

フェロシアン物イオン（ $ \left[\mathrm{Fe}\left(\mathrm{CN}\right)_{6}\right]^{4-} $ ）とFe $ ^{3+} $ から構成されるPB（Feフェロシアニド）は化学的酸化に比較的弱いため、現状のプロセス以外へ適用する際には、化学的安定性の向上が必要である。そこで、 $ \left[\mathrm{Fe}\left(\mathrm{CN}\right)_{6}\right]^{4-} $ と対になる金属イオンを変えたプルシアンブルー類縁体（PBA）を布上で合成し、PBA固定布を新規に作成した。PB固定布と比較して、PBA固定布では、同程度の吸着能 $ \left(Q_{\max}\right)>0.8\ \mathrm{mg/g} $ 、 $ K_{L}\sim5.0\times10^{4}\ mL/g $ を有しながら、化学的安定性の向上に成功した（図(1)-B-18）。PB固定布の特徴を持ち、かつ化学的安定性が高いPBA固定布の量産工程も確立している（図(1)-B-19）。

図(1)-B-18、PBA固定布のセシウム吸着等温線

図1-B-19、量産型PBA固定布

### 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）>

Tetsu Tatsuma, Yoshinori Kuroiwa, Kazuyuki Ishii, Kazuaki Kudo, and Akiyoshi Sakoda, "Uptake and Electrochemical Ejection of Cesium Ion by a Prussian Blue-Modified Electrode" Chemistry Letters, 印刷中.

## くその他誌上発表（査読なし）>

1）「低コストな放射性セシウム除染布の開発」石井和之、小尾匡司、赤川賢吾、藤井隆夫、藤田洋崇、高橋勇介、黒岩善徳、市原孝之、榎本恭子、立間徹、工藤一秋、迫田章義

2）"ITO電極に固定化したプルシアンブルーのセシウム吸着特性"

技術職員等による技術報告集(東京大学駒場)，Vol. 9, 13-18 (2013).

## （2） 口頭発表（学会等）

PBAST6, NTUH International Convention Center, Taipei, May 20–23, 2012

1) Kazuyuki Ishii, Hirotaka Fujita, Masashi Obi, Kazuaki Kudo, Tetsu Tatsuma, Takao Fujii and Akiyoshi Sakoda $ ^{*} $

A Challenge to the Removal of Radioactive Cesium Deposited in the Environment By Using Fiber-supported Prussian Blue

日本吸着学会（産業技術総合研究所）つくばセンター中央、2012年11月14日～15日）

2）○藤田洋崇、藤井隆夫、小尾匡司、石井和之、迫田章義（東大生研）

プルシアンブルー担持繊維へのセシウムの吸脱着速度

3）〇小尾匡司、石井和之、藤井隆夫、工藤一秋、立間徹、迫田章義（東大生研）

環境中からの放射性セシウム除去を目指した繊維固定化金属フェロシアニドの開発

環境放射能除染学会 第2回研究発表会(船堀ホール、2013年6月5日～7日)

4）迫田章義・石井和之・工藤一秋・立間徹・赤川賢吾・小尾匡司・藤田洋崇・藤井隆夫・黒岩義

徳・高橋勇介（東京大学生産技術研究所）・佐藤理夫・島長義（福島大学共生システム理工学類）

小規模分散型セシウム回収プロセスの実用化

化学工学会 盛岡大会2013（3支部合同大会）（岩手大学人文社会科学部、2013年8月8日～9日）

5) ○ 宫島 理紗（明治大理工）・藤田 洋崇・笹野 大海・藤井 隆夫・迫田 章義（東大生研）

低pH および高濃度カリウム存在下でのプルシアンブルーのセシウム吸着特性

環境科学会 2013年会（静岡県コンベンションアーツセンター「GRANSHiP」、2013年9月3日～4日）

企画シンポジウム「小規模分散型放射性セシウム回収プロセスの実用化に向けて」