JP6137887B2

JP6137887B2 - 放射性物質を含む土壌の除染方法

Info

Publication number: JP6137887B2
Application number: JP2013051115A
Authority: JP
Inventors: 斎藤　祐二; 祐二斎藤; 昌範根岸
Original assignee: Taisei Corp
Current assignee: Taisei Corp
Priority date: 2013-03-14
Filing date: 2013-03-14
Publication date: 2017-05-31
Anticipated expiration: 2033-03-14
Also published as: JP2014178157A

Description

放射性セシウムを主体とする放射性物質で汚染された土壌の除染方法に関する。

放射性物質の中でもヨウ素の半減期は７日と短いが、セシウムの放射性同位体セシウム134（Cs134）は2.06年、セシウム137（Cs137）は30.2年と非常に長い。そのため、環境中に拡散した放射性セシウムの除染が急務であることは言うまでもない。
大気中に拡散した放射性物質は、降雨により地表面に落下し、様々な箇所に定着している。土壌、特に粘性土では粘土成分に放射性セシウムが強固に吸着していると言われており、土壌の除染方法としては、大きく分けて以下の４つが考えられる。

一つ目は非特許文献２に示されるように、表土の剥ぎ取り、耕起（浅耕、深耕）、天地返しである。これらの手法は、植物の根が存在する土壌表層の放射性核種濃度を低下させるものである。単純な手法であるが、汚染軽減のためには最も確実であり、チェルノブイリ事故後の対策として広範囲に適用された。これらの表土除去による放射性セシウム低減率は80〜100％に達するが、最終処分となる土壌廃棄物量が多いことが最大の課題である。

二つ目は非特許文献２に示されるように、ファイトレメデイエ―ションである。ヒマワリ（Helianthus annuus L.）による放射性セシウムのファイトレメディエーションが期待され、福島県飯舘村や福島県農業総合センターの圃場内で試験的に栽培が実施された。しかし、農水省の発表によると、青刈りヒマワリの放射性セシウム濃度は真あたりで52 Bq/kgであり、単位面積あたりの吸収量は作付け時に含まれていた土壌の放射性セシウムの約1/2,000であり、ほとんど浄化効果がなかった。福島県農業総合センターでも同様の結果であり、ヒマワリ茎葉への移行係数は0.031、子実への移行係数は0.0031とかなり低い値であった。別の見方をすれば、一旦粘土粒子に吸着すれば、根から酸を出して栄養塩を吸収している根を介して、植物体には吸収されにくいことを示していると考えられる。

三つ目は非特許文献３に示されるように、土壌の水洗浄である。土壌洗浄では、水を使って汚染土壌を洗浄しながら土壌粒子のサイズによって分級し、非汚染土壌と汚染土壌に分け、減容する方法である（Anderson, W.C.（1993）:Innovative site remediation technology, Soil washing/Soil flushing, American academy of environmental engineers. p1-192,Annapolis, Maryland）。一般的にサイズの小さな土壌粒子ほど、相対的な汚染物質の濃度が高く、微細粒子を分離することで汚染除去が可能となる。放射性セシウムは主に細粒分の粘土粒子に吸着・固定されている。そのため、水洗浄後は75μmの篩を用いて、土壌から放射性セシウムが吸着した粘土粒子を分離する。ただし、土質によっては、粗粒分に付着している粘土粒子を十分はぎ取れず、75μmアンダーに放射性セシウムを濃縮できない場合もある。

四つ目は非特許文献４に示されるように酸洗浄である。セシウム137を添加した3種類の土壌（バーミキュライトを含む鉱質土壌2種類およびアロフェン質の黒ボク土）5 gに対して、王水、6 mol/L硝酸、あるいは6 mol/L 塩酸を15 mlを加え15分間煮沸し、または1 mol/L酢酸アンモニウムあるいは6 mol/L塩酸を同量加えて1時間振とうし、この操作を4回繰り返し、各回で抽出液を得た。その結果、4回の合量で熱酸抽出は抽出率が70〜90％となった一方で、酢酸アンモニウムおよび塩酸では20〜60％となったと報告している。セシウムはアルカリ金属であるため、酸に溶ける。したがって、酸洗浄により粘土粒子に吸着したセシウムがイオンとして溶解するため、溶解したセシウムをゼオライトやプルシアンブルー等の吸着材で処理することとなる。酸を用いた土壌洗浄では、繰り返し洗浄や加熱が必要であり、実用性は低いといえる。

粘土粒子に強固に吸着された放射性セシウムは、酸やアルカリを作用させても再溶解しにくいことが知られており、一般的に植物にも吸収されにくいとされている。また、原子力発電所の事故後の福島県では、沢からの水が一番先に入る水田のコメに放射性セシウムの含有量が高い場合があることが知られている。このことから、放射性セシウムの一部は、植物質とその腐植質に弱く含有または吸着して水田に移動した後、植物質の腐食の進行に伴い水溶化し、しだいに植物の根に吸収されるとすると、この現象が説明できる。

IAEA（1999）: Technologies for remediation of Radioactivity contaminated sites, IAEATECDOC-1086, 1-101 福島県農業総合センター http://www4.pref.fukushima.jp/nougyou-centre/kenkyuseika/h23_radiologic/111013_siryou.pdf Anderson, W.C.（1993）:Innovative site remediation technology, Soil washing/Soil flushing, American academy of environmental engineers. p1-192,Annapolis, Maryland 津村昭人, 駒村美佐子, 小林宏信（1984）：土壌及び土壌- 植物系における放射性ストロンチウムとセシウムの挙動に関する研究. 農業技術研究所報告B, 36,57-113

本発明は、上記従来技術の問題点を鑑み、土壌に混入し、粘土粒子と有機物に含有または吸着されている放射性セシウムを効率的に分離・濃縮する除染方法を提供するものである。

係る目的を達成するために、請求項１に係わる放射性物質を含む土壌の除染方法は、放射性セシウムおよび放射性セシウムを含有または吸着している植物体とその腐蝕物質を含む土壌と、アルカリ水溶液とをアルカリ処理槽へ投入し、所定時間撹拌してスラリーとする工程と、前記スラリーから粘土粒子を分級する工程とを含み、粘土粒子を含む汚泥に放射性セシウムを濃縮する、放射性物質を含む土壌の除染方法であって、
前記アルカリ水溶液は、NaOH水溶液、またはKOH水溶液であることを特徴とする。

他の除染方法としては、前記土壌と混合する前記アルカリ水溶液の量を、粘土の量が増えるに従って乾燥土壌の２倍から１０倍まで増やす方法がある。

放射性セシウムを含有する土壌（放射性セシウム汚染土壌）中の放射性セシウムは、主に吸着した粘土粒子に強固に吸着していると言われている。一方、有機物を含む土壌では、粘土粒子以外にも植物体とその腐植物質に含有または表面に吸着して考えられる。ここで表面とは、多孔質体の内部の表面も含んでいる。

粘土粒子は約４μｍ以下の粒子の土粒子である。一方、植物体とその腐蝕物質の大きさは様々である。例えば、土壌から粘土粒子とシルトを分級するために、前記スラリーから７５μｍの篩で分級すると、粗粒側にかなりの量の植物体とその腐蝕物質が残留してしまい、除染が効果的に行われない可能性ある。そこで、アルカリを作用させることで、植物体とその腐蝕物質に含有または吸着している放射性セシウムを遊離させた後、粘土粒子に吸着させたり、植物体とその腐蝕物質の表面を加水分解し、細粒化し７５μｍの篩を通過できるようにすることで、放射性セシウムを汚泥側に移行させることができる。

以上に示したように、本発明による除染方法は、放射性セシウムを含有または吸着している植物体とその腐蝕物質表面の細粒化と放射性セシウムの可溶化に基づいている。分離された汚泥には放射性セシウムが濃縮されることとなり、その線量に応じた適正処分を行う。

土壌に含まれる植物体とその腐蝕物質の含有量は大きく異なるので、本発明に必要なアルカリ量は、土壌に含まれる植物体とその腐蝕物質の含有量に依存するので、土壌に合わせて調整される。アルカリ水溶液に用いるアルカリ剤としては、NaOH、KOH、CaO、Ca(OH)2、CaO焼成材、アンモニア等、特に限定されないが、NaOH、KOHが好ましく、さらに好ましくはKOHである。
土壌と混合する水の量は、粘土の量が少なければ乾燥土壌の２倍程度で済むが、粘土の量が増えるに従い１０程度まで増やすことになる。好ましくは１対3から１対8である。

本発明によれば、土壌に混入し、粘土粒子と、植物及びその腐蝕質に含有または吸着されている放射性セシウムを効率的に汚泥として分離、濃縮することができる。
さらには、放射性セシウムが濃縮された汚泥は、元の汚染土壌と比較すると大幅に減容化されるため、最終廃棄物量の低減ができる。
汚泥が除かれた洗浄土壌は、その残留線量レベルに応じて再利用や適正処分ができ、残留している放射性セシウムも再溶解して拡散するおそれは少ないので、管理が容易となる。
なお、酸を用いないので、浄化プラントの腐食トラブルが大幅に改善できる。

本発明に係る放射性セシウム汚染土壌の除染フローの一実施例である。本発明に係る除染方法を適用した場合の第一の実施例の除染効果を示す図であり比較例も示されている。本発明に係る除染方法を適用した場合の第二の実施例の撹拌時間による放射性セシウムの除染効果を示す図であり比較例も示されている。

以下に、本発明の好適な実施の形態を添付図面を参照して詳細に説明する。
本発明に係る放射性セシウム（以後、単にCsと表記する場合がある）汚染土壌の除染フローの一実施例を図-1に示す。まず、放射性セシウムで汚染された土壌を洗浄液であるアルカリ水溶液とともに、アルカリ処理槽１へ投入する。
モータ７によって駆動する回転翼６を有するアルカリ処理槽１内で汚染土壌とアルカリ水溶液を所定時間撹拌してスラリーとした後、このスラリーをポンプ装置８により分級機３に送り、分級する。本実施例では、分級機３として目開き75μmの篩を用いている。この時、土壌の性質等から分級が困難であれば目開きの違う複数の篩で順次分級することもでき、また公知の機械を用いることもできる。

分離された粗粒分の線量が目標値まで低減された場合には、除染された土壌として再利用または適正処分する。また、線量低減が不十分であれば再度アルカリ処理槽１に移送しアルカリ水溶液と再度撹拌することもできる。

目開き75μmの篩で分級された濁水には、放射性セシウムが含有または吸着した植物体とその腐蝕物質を主体とするSS（浮遊懸濁物質）も浮遊しており、このSSの沈降性が不十分の場合には凝集沈殿層４内に凝集剤を添加しSSをフロック化することによって、沈降性を改善する。沈降した泥分は、ポンプ装置１１により脱水機５に送られ、汚泥として分離される。脱水機５は、フィルタープレスまたはデカンタ等の遠心分離機を用いることができる。

脱水機５で分離された液分は、モータ１０によって駆動する回転翼9を有するアルカリ調整槽２へ移送され、消費された水分、アルカリ分を適宜注入し、洗浄液として再利用する。また、分離された汚泥には放射性セシウムが濃縮されることとなり、その線量に応じた適正処分を行う。

実施例により本発明を詳細に説明する。

〔実施例１〕
実施例１では、原土として乾燥重量当りの線量が77,136Bq/kgfの実汚染土壌（Cs134；27,769 Bq/kgf、Cs137；49,367 Bq/kgf）を用いた。1Lガラスビーカー4本に十分混合した原土を湿重量200ｇf（含水率45%）ずつ入れた。さらに、洗浄液として、表-1に示す4種類の溶液を各ビーカーに800mLずつ混合した。

各ビーカーをジャーテスターに設置し、200rpmの速度で撹拌を30分間継続した。その後、各実験番号のスラリーを各々目開き75μmの篩に通し、粗粒分と濁水とに分級した。なお、以上の除染処理をすべて室温下で実施した。

粗粒分については、含水率と放射線量測定した。なお、放射線量測定は、ゲルマニウム半導体測定器（ORTEC社製、装置名；食品・環境放射能測定装置 SEG-EMS （ゲルマニウム半導体検出器GEM20P4-70））で行った。

図-２に第一の実施例の結果を示す。
比較例である水道水を用いた水洗浄による除染では、30分間の洗浄で11％の線量低減が確認された。また、比較例である0.5Mのクエン酸を用いた酸洗浄による除染では、水洗浄よりも若干線量低減が向上したが、その低減率は19％であった。一方、0.5M NaOH、0.5M KOHを用いたアルカリ洗浄では、各々、46％、47％の線量低減となった。
本発明のアルカリ洗浄による除染では、比較例である水洗浄や酸洗浄以上の線量低減が可能であることを示している。

〔実施例２〕
実施例２では、乾燥重量当りの線量が35,120 Bq/kgfの実汚染土壌（Cs134；12,939 Bq/kg、Cs137；22,181 Bq/kg）を用いた。１Lガラスビーカーを８本用意し、各々に十分混合した原土（実汚染土壌）を湿重量200gf（含水率45％）ずつ入れた。さらに、洗浄液として、表-2に示す４種類の溶液を各ビーカー２本に800mLずつ混合した。なお、実験番号１１、１２で用いた５倍希釈工業洗浄剤は、MDI社製「ダイナミッククリーナー」であり、ｐH12でエチレングリコールモノブチルエーテルを配合した油を対象とした工業洗浄剤（界面活性剤）である。

各ビーカーをジャーテスターに設置し、室温下200rpmの速度で撹拌した。表-2に示した時間を撹拌した後、各実験番号のスラリーを回収し、各々目開き75μmの篩に通し粗粒分と濁水に分級した。
粗粒分については、含水率と放射線量測定した。なお、放射線量測定は、ゲルマニウム半導体測定器（ORTEC社製、装置名；食品・環境放射能測定装置 SEG-EMS （ゲルマニウム半導体検出器GEM20P4-70））で行った。

図-３には、撹拌時間による放射性セシウム（乾燥土壌重量当りのCs134、Cs137の和）の除染効果を示す。
比較例である0.5M クエン酸を洗浄液とした場合には、洗浄5分後に放射性セシウムの線量が35％低減した。しかしながら、洗浄を60分間継続しても更なる線量低減は見られなかった。この傾向は、放射性セシウムが酸によって単純に溶解している結果と考えることができる。

また、５倍希釈工業洗浄液を用いた場合には、放射性セシウムは撹拌5分後はに29％、撹拌60分後には43％の線量低減が見られた。この傾向は、穴の内部や植物体等の隙間にある粘土粒子が、水に分散するのにある程度の時間を必要とすることを示していると考える。

一方、0.5M NaOH、0.5M KOHによるアルカリ洗浄では、洗浄時間5分間では0.5M クエン酸と優位な差異は見られなかったが、60分間洗浄を継続することによって、さらに線量低減が向上し、各々49％、64％線量が低減した。特に、0.5M KOHを用いた洗浄では、60分洗浄後で64％と高い線量低減が確認された。
以上のように、アルカリ洗浄では、洗浄時間に伴い除染効果が向上することが分かった。特に、洗浄液としてKOH水溶液を用いた場合には、撹拌60分でも明確な洗浄低減が見られており、さらに撹拌を継続することによってさらなる線量低減が期待できると考える。これは、植物体とその腐蝕物質に含有または吸着している放射性セシウムを効果的に可溶化、又は懸濁化していると考えることができる。

アルカリ洗浄と界面活性剤は上述したように、作用効果が異なることから、併用すれば更なる除染効果が期待できる。

１アルカリ処理槽１
２アルカリ調整槽２
３分級機
４凝集沈殿槽
５脱水機
６回転翼
７モータ
８ポンプ装置
９回転翼
１０モータ
１１ポンプ装置

Claims

放射性セシウムおよび放射性セシウムを含有または吸着している植物体とその腐蝕物質を含む土壌と、アルカリ水溶液とをアルカリ処理槽へ投入し、所定時間撹拌してスラリーとする工程と、前記スラリーから粘土粒子を分級する工程とを含み、粘土粒子を含む汚泥に放射性セシウムを濃縮する、放射性物質を含む土壌の除染方法であって、
前記アルカリ水溶液は、NaOH水溶液、またはKOH水溶液であることを特徴とする、放射性物質を含む土壌の除染方法。