JP2013156227A - 放射性物質の除去方法 - Google Patents

Abstract

【課題】放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去できる方法を提供する。
【解決手段】活性汚泥Ｓ_０を可溶化し、活性汚泥Ｓ_０中の放射性物質を液中に溶出させる溶出工程２０と、溶出工程２０の後に液体Ｌ_１と固体Ｓ_１とを分離する固液分離工程３０と、固液分離工程３０により分離した液体Ｌ_１中の放射性物質を吸着材に吸着させる吸着工程４０を有することを特徴とする放射性物質の除去方法１。さらに固液分離工程３０により分離した固体Ｓ_１を脱水し、分離液Ｌ_２と脱水ケーキＳ_２に分離する脱水工程５０を有し、脱水工程５０により分離した分離液Ｌ_２を吸着材に吸着させる工程を有する。
【選択図】図１

Description

本発明は、放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去する方法に関する。

放射性セシウム等の放射性物質が検出された活性汚泥は、下水処理工程において生物濃縮と機械濃縮とを繰り返すことで、放射性物質が高濃度まで濃縮されたものと考えられる。
また、例えば放射性セシウムを含む活性汚泥を貯留する貯留槽中の上澄み液、および該活性汚泥を脱水処理した分離液からは放射性セシウムが検出されないことから、活性汚泥自体が放射性セシウムを微生物の細胞内に高濃度に濃縮した状態で含有していると推測される。

上述したように、活性汚泥は放射性物質を高濃度に濃縮した状態で保持できるが、現状では放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去する有効な方法はあまり知られていない。そのため、放射性物質を含む活性汚泥などは、以下のようにして処分されている。
例えば汚泥が放射性物質として放射性セシウムを含む場合、放射性セシウム濃度が８０００Ｂｑ／ｋｇ以下の汚泥やその焼却灰については、跡地を住居等に使用しない前提で、防水対策を講じれば埋め立て処分が可能である。また、放射性セシウム濃度が低濃度であれば汚泥を堆肥原料やセメント原料として取引することは可能であるが、堆肥原料の場合の放射性セシウム濃度は２００Ｂｑ／ｋｇ以下、セメント原料の場合はクリアランスレベルとして１００Ｂｑ／ｋｇ以下でなければ取引が困難である。

このように、放射性物質を含む活性汚泥は、放射性物質の濃度をある程度まで低減しないと処分できない。よって、放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去できる方法が求められている。

放射性物質の処理方法としては、例えば放射性物質を含む放射性排水を活性汚泥により処理し、放射性物質を含む活性汚泥（固形分）と、放射性物質が除去された処理水とに固液分離する方法が提案されている（例えば特許文献１参照）。

特開２００７−６４７３２号公報

しかしながら、特許文献１に記載の方法では、放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去するには至っていない。

本発明は、上記事情に鑑みてなされたものであり、放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去できる方法を提供することを目的とする。

本発明者らは鋭意検討した結果、活性汚泥を可溶化すれば微生物の細胞内に取り込まれていた放射性セシウム等の放射性物質を液中に溶出でき、活性汚泥から放射性物質を除去できることを見出し、本発明を完成するに至った。

すなわち、本発明の放射性物質の除去方法は、放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去する方法であって、前記活性汚泥を可溶化し、活性汚泥中の放射性物質を液中に溶出させる溶出工程と、溶出工程の後に液体と固体とを分離する固液分離工程とを有することを特徴とする。
また、固液分離工程により分離した液体中の放射性物質を吸着材に吸着させる吸着工程を有することが好ましい。
さらに、固液分離工程により分離した固体を脱水し、分離液と脱水ケーキに分離する脱水工程を有し、脱水工程により分離した分離液を吸着材に吸着させることが好ましい。
また、本発明の放射性物質の除去方法は、放射性物質がセシウムである場合に特に好適である。
さらに、活性汚泥を可溶化する方法が、アルカリ処理、酸化処理、酸処理、加温処理、超音波処理からなる群より選ばれる１種以上の方法であることが好ましい。
また、前記吸着材が、高分子基材の存在下で反応性モノマーがグラフト重合したグラフト物であることが好ましい。

本発明によれば、放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去できる方法を提供できる。

本発明に用いる放射性物質の除去装置の一例を示す概略構成図である。 本発明に用いる放射性物質の除去装置の他の例を示す概略構成図である。 本発明に用いる放射性物質の除去装置の他の例を示す概略構成図である。 本発明に用いる放射性物質の除去装置の他の例を示す概略構成図である。

本発明の放射性物質の除去方法は、放射性物質を含む活性汚泥を可溶化し、活性汚泥中の放射性物質を液中に溶出させる溶出工程と、溶出工程の後に液体と固体とを分離する固液分離工程とを有する。
また、本発明の放射性物質の除去方法は、固液分離工程により分離した液体中の放射性物質を吸着材に吸着させる吸着工程や、固液分離工程により分離した固体を脱水し、分離液と脱水ケーキに分離する脱水工程を有することが好ましく、さらに、脱水工程により分離した分離液を吸着材に吸着させることが好ましい。
以下、本発明の放射性物質の除去方法の一例について、図面を用いて具体的に説明する。なお、図２〜４において、図１と同じ構成要素には同じ符号を付してその説明を省略する。

＜放射性物質の除去装置＞
図１は、本発明に用いる放射性物質の除去装置の一例を示す概略構成図である。この例の放射性物質の除去装置１は、上流側から順に、放射性物質を含む活性汚泥Ｓ_０を一旦貯留する汚泥貯留手段１０と、活性汚泥Ｓ_０を可溶化し、活性汚泥中の放射性物質を液中に溶出させる溶出手段２０と、液体Ｌ_１と固体Ｓ_１とを分離する固液分離手段３０と、分離した液体Ｌ_１中の放射性物質を吸着材に吸着させる吸着手段４０と、分離した固体Ｓ_１を脱水し、分離液Ｌ_２と脱水ケーキＳ_２に分離する脱水手段５０とを具備して構成されている。

（活性汚泥）
本発明の対象となる活性汚泥Ｓ_０は、通常の下水汚泥や産業排水処理に使用される活性汚泥であり、かつ、放射性物質を含む。なお、本発明において放射性物質を除去する前の活性汚泥を「未処理の活性汚泥」、または単に「活性汚泥」という場合がある。

活性汚泥に含まれる放射性物質としては特に制限されないが、放射性セシウム、放射性ストロンチウム、放射性ジルコニウム、放射性ルテニウム、放射性セリウムなどが挙げられる。これらの中でも、本発明は放射性セシウムを含む活性汚泥から放射性セシウムを除去する場合に特に好適である。

（汚泥貯留手段）
汚泥貯留手段１０は、活性汚泥Ｓ_０を一旦貯留する手段である。
汚泥貯留手段１０は汚泥貯留槽１１を備える。汚泥貯留槽１１としては、活性汚泥Ｓ_０を貯留できるものであれば特に制限されない。

（溶出手段）
溶出手段２０は、活性汚泥Ｓ_０を可溶化し、活性汚泥中の放射性物質を液中に溶出させる手段である。
この例の溶出手段２０は、アルカリ処理手段２１と、アルカリ処理手段２１の下流に位置する酸化処理手段２２とで構成されている。

アルカリ処理手段２１は、汚泥貯留手段１０から送られた活性汚泥Ｓ_０を加温しながら貯留する第１の処理槽２１ａと、第１の処理槽２１ａに貯留された活性汚泥Ｓ_０を撹拌する撹拌機２１ｂと、第１の処理槽２１ａに貯留された活性汚泥Ｓ_０にアルカリを添加するアルカリ添加手段２１ｃとを備える。
第１の処理槽２１ａとしては、活性汚泥Ｓ_０を貯留できるものであれば特に制限されないが、アルカリや加温によって劣化しにくい材質のものが好ましい。
撹拌機２１ｂとしては、活性汚泥Ｓ_０を撹拌できるものであれば特に制限されない。
アルカリ添加手段２１ｃとしては、アルカリを添加できるものであれば特に制限されない。

酸化処理手段２２は、アルカリ処理手段２１から送られた活性汚泥Ｓ_０を加温しながら貯留する第２の処理槽２２ａと、第２の処理槽２２ａに貯留された活性汚泥Ｓ_０を撹拌する撹拌機２２ｂと、第２の処理槽２２ａに貯留された活性汚泥Ｓ_０に酸化剤を添加する酸化剤添加手段２２ｃとを備える。
第２の処理槽２２ａとしては、活性汚泥Ｓ_０を貯留できるものであれば特に制限されないが、酸化剤によって劣化しにくい材質のものが好ましい。
撹拌機２２ｂとしては、活性汚泥Ｓ_０を撹拌できるものであれば特に制限されない。
酸化剤添加手段２２ｃとしては、酸化剤を添加できるものであれば特に制限されない。

（固液分離手段）
固液分離手段３０は、液体Ｌ_１と固体Ｓ_１とを分離する手段である。
固液分離手段３０としては、例えばフィルタを備えた濾過機、遠心分離機、膜分離装置などが挙げられる。また、処理される活性汚泥Ｓ_０の量が少なければ、脱水機を用いてもよい。

（吸着手段）
吸着手段４０は、分離した液体Ｌ_１中の放射性物質を吸着材（図示略）に吸着させる手段である。
吸着材としては、放射性物質を吸着できるものであれば特に制限されないが、例えば高分子基材の存在下で反応性モノマーがグラフト重合したグラフト物が適している。該グラフト物は、例えば特許第４４６５４４７号公報に記載の合成方法により簡便に合成できる。具体的には、１または２官能性のリン酸基を有する反応性モノマーのうち、モノエステルおよびジエステル構造を有する２つの前記モノマーを同時に高分子基材にグラフト重合して、グラフト物を得る。高分子基材としては、不織布状または繊維状のポリエチレン、ポリプロピレン等が挙げられる。一方、反応性モノマーとしては、モノ（２−（メタ）アクリロイルオキシエチル）アシッドホスフェート、ジ（２−（メタ）アクリロイルオキシエチル）アシッドホスフェートなどが挙げられる。
なお、吸着材としては上述したグラフト物に限定されず、例えばゼオライト系吸着材、プルシアンブルー系吸着材などを用いてもよい。

（脱水手段）
脱水手段５０は、分離した固体Ｓ_１を脱水し、分離液Ｌ_２と脱水ケーキＳ_２に分離する手段である。
脱水手段５０としては、汚泥を脱水する公知の脱水機を用いることができる。
この例の脱水手段５０は、分離液Ｌ_２が固液分離手段３０によって分離された液体Ｌ_１に合流できるようになっている。そして、液体Ｌ_１に合流した分離液Ｌ_２は吸着手段４０の吸着材に吸着される。

＜除去方法＞
以下に、本発明の放射性物質の除去方法の各工程について、図１に示す放射性物質の除去装置１を用いて詳しく説明する。
まず、活性汚泥Ｓ_０を汚泥貯留手段１０の汚泥貯留槽１１に一旦貯留する（貯留工程）。活性汚泥Ｓ_０を汚泥貯留槽１１に貯留することで、上澄み液（図示略）が分離されるので、この上澄み液を取り除くことが好ましい。なお、放射性物質は活性汚泥に取り込まれているため、上澄み液には含まれていない。そのため、取り除いた上澄み液はそのまま系外へ排出できる。

（溶出工程）
溶出工程は、汚泥貯留手段１０の汚泥貯留槽１１に一旦貯留され、上澄み液が分離された活性汚泥Ｓ_０を、溶出手段２０によって可溶化し、活性汚泥中の放射性物質を液中に溶出させる工程である。
活性汚泥Ｓ_０を可溶化することで微生物の細胞内に取り込まれていた放射性物質が液中に溶出する。

活性汚泥を可溶化する方法としては、アルカリ処理、酸化処理、酸処理等の化学処理；加温処理；超音波処理等の機械処理などの処理方法が挙げられる。
上述した処理方法により活性汚泥を可溶化することで、活性汚泥中の微生物の細胞膜が破壊されやすくなり、その結果、液中に放射性物質が溶出しやすくなる。

アルカリ処理により活性汚泥を可溶化する場合、アルカリとしては、例えば水酸化ナトリウムなどが挙げられる。
アルカリの添加量が多くなるほど、すなわちアルカリを添加した後の活性汚泥のｐＨが高くなるほど、活性汚泥中の微生物の細胞膜はアルカリによる分解反応により破壊されやすくなる。アルカリの添加量は、活性汚泥の固形分１００質量部に対して２０〜６０質量部が好ましく、３０〜５０質量部がより好ましい。アルカリの添加量が２０質量部以上であれば、活性汚泥中の微生物の細胞膜を十分に破壊できる。なお、アルカリの添加量が６０質量部を超えても、細胞膜の破壊効果は頭打ちとなる。

酸化処理により活性汚泥を可溶化する場合、酸化剤を活性汚泥に添加すればよい。酸化剤としては酸化力の強いものであれば特に制限されないが、例えば過酸化水素、過硫酸塩、オゾンなどが挙げられる。
酸化剤の添加量が多くなるほど、活性汚泥中の微生物の細胞膜は酸化剤による酸化分解反応により破壊されやすくなる。酸化剤の添加量は、酸化剤として過酸化水素や過硫酸塩等の薬剤を用いる場合には液状の活性汚泥１Ｌに対して、酸化剤を添加した後の活性汚泥中の飽和溶存酸素量が３０００〜７０００ｍｇとなる量が好ましく、より好ましくは４０００〜６０００ｍｇである。酸化剤の添加量が３０００ｍｇ以上であれば、活性汚泥中の微生物の細胞膜を十分に破壊できる。なお、酸化剤の添加量が７０００ｍｇを超えても、細胞膜の破壊効果は頭打ちとなる。
一方、酸化剤としてオゾン等のガスを用いる場合には液状の活性汚泥１Ｌに対して、酸化剤を添加した後の活性汚泥の飽和溶存酸素量が４０００ｍｇ以上となる量が好ましい。酸化剤の添加量が４０００ｍｇ以上であれば、活性汚泥中の微生物の細胞膜を十分に破壊できる。

酸処理により活性汚泥を可溶化する場合、酸としては、例えば塩酸、硫酸などが挙げられる。
酸の添加量が多くなるほど、すなわち酸を添加した後の活性汚泥のｐＨが低くなるほど、活性汚泥中の微生物の細胞膜は酸による分解反応により破壊されやすくなる。

加温処理により活性汚泥を可溶化する場合、活性汚泥を５０〜１５０℃に加温するのが好ましい。５０℃以上に加温すれば、活性汚泥中の微生物の細胞膜が破壊されやすくなる。また、詳しくは後述するが、特に大気圧下で化学処理と加温処理とを併用する場合は５０〜９０℃が好ましく、加圧下で化学処理と加温処理とを併用する場合は１００〜１５０℃が好ましい。
活性汚泥を加温する方法については特に制限されない。

超音波処理により活性汚泥を可溶化する場合、例えば超音波発生装置等を用いて活性汚泥を超音波処理すればよい。

これらアルカリ処理、酸化処理、酸処理、加温処理、超音波処理は１種単独で用いてもよいし、２種以上を併用してもよい。２種以上を併用する場合は、同時に行ってもよいし、順次行ってもよい。特に、細胞膜の分解反応をより進行させやすくする点で、アルカリ処理、酸化処理、酸処理等の化学処理は、加温処理と同時に行うことが好ましい。ただし、酸化剤としてオゾンなどのガスを用いて酸化処理する場合、加温処理と同時に行うと活性汚泥に添加したオゾンが揮発してしまい、酸化分解反応が十分に進行しにくくなることがある。従って、酸化処理と加温処理とを同時に行う場合は、酸化剤として過酸化水素や過硫酸塩などの薬剤を用いて酸化処理を行うのが好ましい。
また、超音波処理と、超音波処理以外の処理（他の処理）とを併用する場合、超音波処理と他の処理とを同時に行ってもよいが、特にアルカリ処理、酸化処理、酸処理等の化学処理と超音波処理とを併用する場合は、化学処理を行った後で超音波処理を行うのが好ましい。

図１に示す溶出手段２０では、アルカリ処理手段２１にてアルカリ処理と加温処理を併用して第１の溶出処理を行った後で、酸化処理手段２２にて酸化処理と加温処理を併用して第２の溶出処理を行う。

溶出処理の時間は、処理方法の種類や処理温度、活性汚泥の状態などに依存するので、通常は、活性汚泥が可溶化したかどうかを目視にて判断し、活性汚泥が可溶化するまで処理を行う。
なお、処理温度が高いほど処理時間は短くなる傾向にある。また、アルカリ処理や酸処理により活性汚泥を可溶化する場合よりも、酸化処理により活性汚泥を可溶化する場合の方が、処理時間は短くなる傾向にある。また、超音波処理により活性汚泥を可溶化する場合は、通常、５〜３０分が好ましく、５〜１５分がより好ましい。

また、溶出処理の圧力は、大気圧〜１．５ＭＰａが好ましく、処理方法の種類に応じて決定すればよい。

（固液分離工程）
固液分離工程は、溶出工程の後に液体Ｌ_１と固体Ｓ_１とを固液分離手段３０によって分離する工程である。
溶出工程の後で液体Ｌ_１と固体Ｓ_１とを分離することによって、放射性物質が溶出した液体Ｌ_１と、放射性物質が除去された可溶化後の活性汚泥を含む固体Ｓ_１とに分離でき、活性汚泥Ｓ_０から放射性物質が除去される。
液体Ｌ_１と固体Ｓ_１とを分離する方法としては、例えばフィルタを用いる濾過方式、遠心分離方式、膜分離方式などが挙げられる。また、処理される活性汚泥Ｓ_０の量が少なければ、脱水方式を用いてもよい。

（吸着工程）
吸着工程は、固液分離工程により分離した液体Ｌ_１中の放射性物質を吸着手段４０によって吸着材に吸着させる工程である。
吸着工程により、放射性物質は吸着材に吸着されるので、液体Ｌ_１から放射性物質を除去できる。
吸着工程により放射性物質が除去された除去液Ｌ_３は、系外へ排出される。

（脱水工程）
脱水工程は、固液分離工程により分離した固体Ｓ_１を脱水手段５０によって脱水し、分離液Ｌ_２と脱水ケーキＳ_２に分離する工程である。
ところで、固液分離工程では、固液分離手段３０の性能によっては液体Ｌ_１と固体Ｓ_１が完全に分離されず、液体Ｌ_１の一部が固体Ｓ_１に付着してしまう場合がある。液体Ｌ_１には活性汚泥から除去された放射性物質が含まれているので、固体Ｓ_１に液体Ｌ_１の一部が付着していると、液体Ｌ_１に溶出した放射性物質が固体Ｓ_１に付着していることになる。
このような場合、脱水工程を行えば分離液Ｌ_２と脱水ケーキＳ_２に分離できるので、固液分離工程において固体Ｓ_１に液体Ｌ_１の一部が付着していても、液体Ｌ_１に溶出した放射性物質が脱水ケーキＳ_２に付着するのを防げる。

脱水工程を行う場合は、分離した分離液Ｌ_２を吸着材に吸着させることが好ましい。これにより、分離液Ｌ_２中に含まれる放射性物質を吸着材にさせ、分離液Ｌ_２から放射性物質を除去できる。
図１に示す脱水手段５０では、分離液Ｌ_２を固液分離手段３０によって分離された液体Ｌ_１に合流させた後に、吸着手段４０の吸着材に吸着させている。

＜作用効果＞
以上説明したように、本発明の放射性物質の除去方法によれば、放射性物質を含む活性汚泥を可溶化して、活性汚泥中の放射性物質を液中に溶出させた後、液体と固体とを分離するので、活性汚泥から放射性物質を容易に除去できる。
さらに、放射性物質が溶出した液体を吸着材に吸着させれば、液体から放射性物質を除去することもできる。

また、液体と固体とを分離したときに液体の一部が固体に付着しても、この固体を脱水して分離液と脱水ケーキに分離すれば、液体に溶出した放射性物質が脱水ケーキに付着するのを防げる。
さらに、得られた分離液を吸着材に吸着させれば、分離液から放射性物質を除去できる。

放射性物質が除去された活性汚泥は、固体として回収される。また、この固体を脱水すれば、脱水ケーキとして回収することができる。
これら固体や脱水ケーキは、放射性物質の濃度が十分に低減されているので、埋め立て処分はもちろんのこと、堆肥原料やセメント原料などに再利用することもできる。

なお、放射性物質の除去効果をより高めるために、得られた固体や脱水ケーキについて再度溶出工程および固液分離工程を行ってもよい（再処理）。再処理する場合は、固体や脱水ケーキを汚泥貯留手段または可溶化手段に返送すればよい。
再処理の有無は、固体や脱水ケーキ中の放射性物質の濃度を測定して判断すればよい。

＜他の実施形態＞
本発明の放射性物質の除去方法は、上述した方法に限定されない。
上述した方法では、図１に示すように、汚泥貯留手段１０の汚泥貯留槽１１に活性汚泥Ｓ_０を一旦貯留させてから溶出手段２０に供給しているが、活性汚泥Ｓ_０は汚泥貯留槽１１に貯留させなくてもよい。ただし、汚泥貯留槽１１に活性汚泥Ｓ_０を一旦貯留させておくと、可溶化工程の前に放射性物質を含まない上澄み液を活性汚泥Ｓ_０から分離しておくことができるので、固液分離工程における処理量を削減できる。

また、図１に示す放射性物質の除去装置１では、溶出手段２０がアルカリ処理と加温処理を併用したアルカリ処理手段２１と、酸化処理と加温処理を併用した酸化処理手段２２とで構成されているが、例えば酸化処理手段２２としてオゾン発生装置等を備えたオゾン酸化処理手段を用いてもよい。

また、この例では、溶出工程としてアルカリ処理と加温処理を併用して第１の溶出処理（１回目）を行った後で、酸化処理と加温処理を併用して第２の溶出処理（２回目）を行っているが、上述したように溶出工程としてはアルカリ処理、酸化処理、酸処理、加温処理、超音波処理のいずれか１種を単独で１回または２回以上行ってもよいし、２種以上を併用して１回または２回以上行ってもよい。

溶出処理を１回行う場合は、例えば図２に示すような、アルカリ処理と加温処理を併用したアルカリ処理手段２１のみで構成された溶出手段２０を具備した放射性物質の除去装置２を用いたり、図３に示すような、酸化処理と加温処理を併用した酸化処理手段２２のみで構成された溶出手段２０を具備した放射性物質の除去装置３を用いたりすればよい。
また、例えば図４に示すように、アルカリ処理手段２１に酸化剤添加手段２２ｃを設けた溶出手段２０を備えた放射性物質の除去装置４を用い、アルカリ処理と酸化処理と加温処理とを同時に行ってもよい。

なお、図２〜４では、アルカリ処理および／または酸化処理と、加温処理とを同時に行っているが、加温せずにアルカリ処理および／または酸化処理のみを行ってもよいし、アルカリや酸化剤を添加せずに加温処理のみを行ってもよい。
また、アルカリ処理手段２１および／または酸化処理手段２２に超音波発生装置を設け、アルカリ処理および／または酸化処理と、加温処理と、超音波処理とを同時に行ってもよいし、アルカリや酸化剤は添加せず、加温もせずに超音波処理のみ行ってもよい。
さらに、例えば図２のアルカリ添加手段２１ｃに代えて酸添加手段を設け、酸処理を行ってもよい。

一方、溶出処理を２回以上行う場合、その組合せは図１に示すようなアルカリ処理と酸化処理に限定されず、例えばアルカリ処理と酸処理、酸化処理と酸処理、アルカリ処理と酸化処理と酸処理などでもよい。溶出処理の順序は特に限定されず、例えば図１においてアルカリ処理手段２１と酸化処理手段２２とを入れ替えてもよい。
さらに、アルカリ処理、酸化処理、酸処理等の化学処理や加温処理を１回以上行った後で、超音波処理等の機械処理を行ってもよい。

また、図１に示す放射性物質の除去装置１では、脱水手段５０により分離した分離液Ｌ_２を固液分離手段３０によって分離された液体Ｌ_１に合流させた後に、吸着手段４０の吸着材に吸着させているが、分離液Ｌ_２は液体Ｌ_１に合流させずに直接、吸着手段４０の吸着材に吸着させてもよいし、吸着手段４０とは別に吸着材を用意し、この吸着材に分離液Ｌ_２を吸着させてもよい。
さらに、分離液Ｌ_２は未処理の活性汚泥Ｓ_０に添加してもよいし、汚泥貯留手段１０、溶出手段２０、固液分離手段３０のいずれかに供給してもよい。

以下、本発明について実施例を挙げて具体的に説明する。ただし、本発明はこれらに限定されるものではない。
なお、以下の実施例および比較例では、セシウムの液中への溶出率を求めた。セシウムの溶出率は、セシウムの同位体の種類には影響を受けにくいと考えられるため、実施例および比較例は便宜上、安定同位体であるセシウム１３３（^１３３Ｃｓ）を用いて行った。

［セシウム含有活性汚泥の馴養］
表１に示す条件にて回分式活性汚泥処理を行い、以下のようにして活性汚泥中にセシウムを蓄積させた。なお、原水として、水道水で希釈した調整豆乳（１６ｇ／Ｌ）を用いた。この原水中のセシウム濃度は５０ｐｐｂであった。
容量３０Ｌの活性汚泥に原水１５Ｌを加え、１５時間曝気した後、２Ｌ排出し、残りを１時間静置して活性汚泥を沈降させた後、上澄み液を１３Ｌ排水した。この処理操作を１サイクルとする。
ついで、１３Ｌの上澄み液を排出した後の残渣に原水１５Ｌを加え、同様の処理操作を合計２１サイクル行い、活性汚泥を馴養した。２１サイクル目の処理操作が終了した後の活性汚泥をセシウム溶出試験用の試料として用いた。

なお、表１中、「ＢＯＤ」は生物化学的酸素要求量、「ＭＬＳＳ」は活性汚泥浮遊物質、「ＨＲＴ」は水理学的滞留時間、「ＳＲＴ」は汚泥滞留時間である。

［実施例１］
先に馴養したセシウム含有活性汚泥を用いて、以下のようにしてセシウム溶出試験を行った。
まず、セシウム含有活性汚泥を、ＭＬＳＳが１００００ｍｇ／Ｌ程度になるまで濃縮した。この濃縮物４００ｍＬに濃度４０質量％の水酸化ナトリウム（ＮａＯＨ）を４０％対ＤＳ（濃縮物の固形分１００質量部に対して４０質量部）添加し、処理温度：５０℃、処理圧力：大気圧、処理時間：１８０分の処理条件で化学処理１（アルカリ処理と加温処理の併用）を行い、活性汚泥を可溶化させ、活性汚泥中のセシウムを溶出させた（溶出工程）。その後、遠心分離機を用いて液体と固体とを分離した（固液分離工程）。溶出処理条件を表２に示す。
固液分離前の固液中のＭＬＳＳおよびセシウム濃度と、固液分離後の液体中のセシウム濃度（溶出セシウム濃度）を測定した。なお、ＭＬＳＳは「下水試験方法」（社団法人日本下水道協会、１９９７年版）に記載された「遠心分離法」に準拠して測定した。一方、セシウム濃度はＪＩＳ Ｋ ０１３３に準拠し、高周波プラズマ質量分析通則により、測定サンプルを硝酸分解した後、その分解溶液中のセシウム濃度をＩＣＰ−ＭＳ法にて測定することにより求めた。
また、下記式よりセシウムの溶出率を求めた。これらの結果を表３に示す。
溶出率（％）＝（液体中の溶出セシウム濃度／固液中のセシウム濃度）×１００

［実施例２］
溶出工程において、化学処理１の後、機械処理として周波数２０ｋＨｚ、出力２４０Ｗの超音波処理を１０分行った以外は、実施例１と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［実施例３］
化学処理１の処理温度および処理時間を表２示すように変更した以外は、実施例１と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［実施例４］
化学処理１の処理温度および処理時間を表２示すように変更し、さらに化学処理１の後、機械処理として周波数２０ｋＨｚ、出力２４０Ｗの超音波処理を１０分行った以外は、実施例１と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［実施例５］
化学処理１の代わりに、溶出工程において、濃縮物に濃度３５質量％の過酸化水素（Ｈ_２Ｏ_２）を５０００ｍｇ−Ｏ／Ｌ（過酸化水素を添加した後の活性汚泥中の飽和溶存酸素量が５０００ｍｇとなる量）添加し、処理温度：１５０℃、処理圧力：１．５ＭＰａ、処理時間：５分の処理条件で化学処理２（酸化処理と加温処理の併用）を行った以外は、実施例１と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［実施例６］
溶出工程において、化学処理２の後、機械処理として周波数２０ｋＨｚ、出力２４０Ｗの超音波処理を１０分行った以外は、実施例５と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［実施例７］
化学処理１において、濃縮物４００ｍＬに水酸化ナトリウムを添加した後、濃度３５質量％の過酸化水素を５０００ｍｇ−Ｏ／Ｌ（過酸化水素を添加した後の活性汚泥中の飽和溶存酸素量が５０００ｍｇとなる量）添加し、処理温度：１５０℃、処理圧力：１．５ＭＰａ、処理時間：５分の処理条件に変更した以外は、実施例１と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［実施例８］
化学処理１の代わりに、溶出工程において、濃縮物にオゾン（Ｏ_３）を５０００ｍｇ−Ｏ／Ｌ（オゾンを添加した後の活性汚泥中の飽和溶存酸素量が５０００ｍｇとなる量）添加し、処理温度：室温、処理圧力：大気圧、処理時間：７２０分の処理条件で化学処理３（酸化処理）を行った以外は、実施例１と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［実施例９］
溶出工程において、化学処理３の後、機械処理として周波数２０ｋＨｚ、出力２４０Ｗの超音波処理を１０分行った以外は、実施例８と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［実施例１０］
溶出工程において、化学処理１の代わりに、機械処理として周波数２０ｋＨｚ、出力２４０Ｗの超音波処理を１０分行った以外は、実施例１と同様にしてセシウム溶出試験を行った。結果を表３に示す。

［比較例１］
セシウム含有活性汚泥を、ＭＬＳＳが１００００ｍｇ／Ｌ程度になるまで濃縮した後、遠心分離機を用いて液体と固体とを分離した（固液分離工程）。
固液分離前の固液（濃縮物）中のＭＬＳＳおよびセシウム濃度と、固液分離後の液体中のセシウム濃度（溶出セシウム濃度）を測定し、セシウムの溶出率を求めた。これらの結果を表３に示す。

［比較例２］
セシウム含有活性汚泥を、ＭＬＳＳが１００００ｍｇ／Ｌ程度になるまで濃縮した。この濃縮物に純水を加え、遠心洗浄した。
上澄み液を除去した後、再度純水を加えて、固液中のＭＬＳＳおよびセシウム濃度を測定した。ついで、遠心洗浄して固体と液体とを分離し、液体（上澄み液）中のセシウム濃度（溶出セシウム濃度）を測定した。また、セシウムの溶出率を求めた。これらの結果を表３に示す。

表３から明らかなように、実施例１〜１０の場合、セシウムの溶出率は９０％以上と高かった。
すなわち、実施例１〜１０の場合は固液分離前の固液中の全セシウムのうちの９０％以上が、液中に溶出していることが分かった。

一方、溶出工程を行わなかった比較例１の場合、セシウムの溶出率は５０％であった。
また、溶出工程の代わりに洗浄を行った比較例２の場合、セシウムの溶出率は１２．５％であった。
すなわち、比較例１、２の場合は固液分離前の固液中の全セシウムのうちの５０％以上が液中には溶出しておらず、活性汚泥（固体）に取り込まれたままであることが分かった。
なお、比較例２の方が比較例１よりもセシウムの溶出率が低いことから、セシウム含有活性汚泥の馴養に用いた原水由来のセシウムが、セシウム含有活性汚泥の表面にも付着していると推測できる。比較例２の場合は、セシウム含有活性汚泥の表面に付着したセシウムが１回目の遠心洗浄において除去されたため、固液中のセシウム濃度が、実施例１〜１０や比較例１に比べて低かったと考えられる。

以上の結果より、本発明であれば、活性汚泥を可溶化させることで活性汚泥中のセシウムが液中に溶出し、活性汚泥から放射性物質を除去できることが示された。

［試験例］
以下、試験例について説明する。
以下の試験例では、液中に溶出した放射性セシウムを吸着材が吸着できるかを確認するために行った。

放射性セシウム１３４（^１３４Ｃｓ）および放射性セシウム１３７（^１３７Ｃｓ）を含む活性汚泥を焼却した焼却灰１００ｇを０．１ｍｏｌの塩酸１Ｌに添加し、１．５時間撹拌させた後、沈殿分離により固体と液体とに固液分離した。分離した液体５００ｍＬを０．４５μｍの濾紙で濾過し、濾液を試験液として用いた。
この試験液中の^１３４Ｃｓ濃度および^１３７Ｃｓ濃度を、ゲルマニウム半導体検出器を用いて測定した結果、^１３４Ｃｓ濃度は１５．９Ｂｑ／Ｌ、^１３７Ｃｓ濃度は２１．４Ｂｑ／Ｌであった。これらの結果を表４に示す。

この試験液に１ｃｍ×１ｃｍの吸着材を５枚浸漬させ、２４時間撹拌して吸着処理を行った。ついで、吸着材を取り除き、吸着処理後の試験液について^１３４Ｃｓ濃度および^１３７Ｃｓ濃度を、ゲルマニウム半導体検出器を用いて測定し、下記式よりセシウムの除去率を求めた。結果を表４に示す。
除去率（％）＝｛（吸着処理前の試験液中のセシウム濃度−吸着処理後の試験液中のセシウム濃度）／吸着処理前の試験液中のセシウム濃度｝×１００

なお、吸着処理には、以下のようにして製造した吸着材を用いた。
まず、不織布に放射線を照射して反応活性点を生成させた。放射線照射は、電子線を用いて窒素雰囲気下でトータル線量が２００ｋＧｙになる条件で行った。
ついで、放射線照射した不織布の存在下、モノ（２−メタクリロイルオキシエチル）アシッドホスフェートと、ジ（２−メタクリロイルオキシエチル）アシッドホスフェートの混合モノマー（モノ／ジ＝７０質量％／３０質量％）を１０質量％の濃度で、メタノールと純水の混合溶媒（メタノール／純水＝１０質量％／９０質量％）中で、６０℃で１２時間グラフト重合させ、不織布にグラフト鎖が導入した吸着材を得た。

表４から明らかなように、液中に溶出した放射性セシウムは、吸着材に吸着されることが分かった。
従って、放射性物質を含む活性汚泥を可溶化し、活性汚泥中の放射性物質を液中に溶出させた後、液体と固体とを分離し、分離した液体中の放射性物質を吸着材に吸着させることで、液体から放射性物質を除去できることが示された。

１：放射性物質の除去装置、１０：汚泥貯留手段、１１：汚泥貯留槽、２０：溶出手段、２１：アルカリ処理手段、２１ａ：第１の処理槽、２１ｂ：撹拌機、２１ｃ：アルカリ添加手段、２２：酸化処理手段、２２ａ：第２の処理槽、２２ｂ：撹拌機、２２ｃ：酸化剤添加手段、３０：固液分離手段、４０：吸着手段、５０：脱水手段、Ｓ_０：活性汚泥、Ｓ_１：固体、Ｓ_２：脱水ケーキ、Ｌ_１：液体、Ｌ_２：分離液、Ｌ_３：除去液。

Claims (6)

1. 放射性物質を含む活性汚泥から放射性物質を除去する方法であって、
   前記活性汚泥を可溶化し、活性汚泥中の放射性物質を液中に溶出させる溶出工程と、
   溶出工程の後に液体と固体とを分離する固液分離工程とを有することを特徴とする放射性物質の除去方法。
2. 固液分離工程により分離した液体中の放射性物質を吸着材に吸着させる吸着工程を有することを特徴とする請求項１に記載の放射性物質の除去方法。
3. 固液分離工程により分離した固体を脱水し、分離液と脱水ケーキに分離する脱水工程を有し、脱水工程により分離した分離液を吸着材に吸着させることを特徴とする請求項１または２に記載の放射性物質の除去方法。
4. 前記放射性物質がセシウムであることを特徴とする請求項１〜３のいずれか一項に記載の放射性物質の除去方法。
5. 活性汚泥を可溶化する方法が、アルカリ処理、酸化処理、酸処理、加温処理、超音波処理からなる群より選ばれる１種以上の方法であることを特徴とする請求項１〜４のいずれか一項に記載の放射性物質の除去方法。
6. 前記吸着材が、高分子基材の存在下で反応性モノマーがグラフト重合したグラフト物であることを特徴とする請求項２または３に記載の放射性物質の除去方法。

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