WO2014068800A1 - 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法 - Google Patents

放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法 Download PDF

Info

Publication number
WO2014068800A1
WO2014068800A1 PCT/JP2012/083594 JP2012083594W WO2014068800A1 WO 2014068800 A1 WO2014068800 A1 WO 2014068800A1 JP 2012083594 W JP2012083594 W JP 2012083594W WO 2014068800 A1 WO2014068800 A1 WO 2014068800A1
Authority
WO
WIPO (PCT)
Prior art keywords
fired product
heating
mass
radioactive cesium
waste
Prior art date
Application number
PCT/JP2012/083594
Other languages
English (en)
French (fr)
Inventor
本間　健一
岡村　聰一郎
大桐　哲雄
坂本　好明
Original Assignee
太平洋セメント株式会社
Priority date (The priority date is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the date listed.)
Filing date
Publication date
Application filed by 太平洋セメント株式会社 filed Critical 太平洋セメント株式会社
Priority to EP12887510.1A priority Critical patent/EP2913826B1/en
Priority to KR1020157001651A priority patent/KR102004580B1/ko
Priority to JP2014544206A priority patent/JPWO2014068800A1/ja
Priority to CA2889738A priority patent/CA2889738A1/en
Priority to CN201280076693.1A priority patent/CN104769679B/zh
Publication of WO2014068800A1 publication Critical patent/WO2014068800A1/ja

Links

Classifications

    • G—PHYSICS
    • G21—NUCLEAR PHYSICS; NUCLEAR ENGINEERING
    • G21F—PROTECTION AGAINST X-RADIATION, GAMMA RADIATION, CORPUSCULAR RADIATION OR PARTICLE BOMBARDMENT; TREATING RADIOACTIVELY CONTAMINATED MATERIAL; DECONTAMINATION ARRANGEMENTS THEREFOR
    • G21F9/00—Treating radioactively contaminated material; Decontamination arrangements therefor
    • G21F9/28—Treating solids
    • G—PHYSICS
    • G21—NUCLEAR PHYSICS; NUCLEAR ENGINEERING
    • G21F—PROTECTION AGAINST X-RADIATION, GAMMA RADIATION, CORPUSCULAR RADIATION OR PARTICLE BOMBARDMENT; TREATING RADIOACTIVELY CONTAMINATED MATERIAL; DECONTAMINATION ARRANGEMENTS THEREFOR
    • G21F9/00—Treating radioactively contaminated material; Decontamination arrangements therefor
    • G21F9/28—Treating solids
    • G21F9/30—Processing
    • G21F9/32—Processing by incineration

Definitions

  • the present invention relates to a method for removing radioactive cesium from waste contaminated with radioactive cesium, and a harmless calcined product (for example, cement mixture, bone, etc.) using the waste contaminated with radioactive cesium as a raw material. Material, earthwork materials).
  • radioactive cesium released into the external environment due to a major accident at a nuclear power plant may be contained in waste or soil. Since radioactive cesium (cesium 137) has a half-life of 30 years and can adversely affect the human body over a long period of time, it is often required to remove radioactive cesium from wastes and the like.
  • radioactive cesium for example, radioactive waste existing in the form of nitrate is dissolved by electromagnetic induction heating in a cooled container having a slit having a current-carrying coil that circulates outside, and nitrate is decomposed.
  • Patent Document 1 a method for separating and recovering long-lived nuclides such as cesium volatilized from radioactive waste during electromagnetic induction heating is described (Patent Document 1).
  • the method of Patent Document 1 is not intended for radioactive cesium released into the external environment due to an accident, but for radioactive waste generated in a limited area such as a nuclear power plant. Therefore, it is not suitable for processing a huge amount of contaminated soil and the like, and there is a problem that the apparatus is complicated and expensive, and the cost is high.
  • a harmless fired product for example, cement mixture, aggregate, earthwork material
  • a radioactive cesium removal method including a heating step of heating a waste contaminated with radioactive cesium and a CaO source and / or MgO source at 1200 to 1350 ° C. to volatilize the radioactive cesium in the waste.
  • a is, in the heating step, CaO, MgO, and SiO 2 for each mass, so as to satisfy the following formula (1), defines the type and blending ratio of each of the waste, CaO source and MgO source
  • CaO, MgO, and SiO 2 represent the mass of calcium oxide, the mass of magnesium oxide, and the mass of silicon oxide, respectively.
  • An earthwork material comprising a fired product obtained by the method for producing a fired product according to any one of [4] to [6].
  • radioactive cesium can be easily and efficiently removed from waste contaminated with radioactive cesium, and the volume of radioactive waste can be reduced.
  • the harmless baked product from which radioactive cesium was removed can be obtained.
  • This fired product can be used as a cement mixture and aggregate for reconstruction concrete (embankments, breakwaters, wave-dissipating blocks, etc.), which will be required in large quantities in the future, and can protect natural resources. .
  • it can be used as a backfill material for soil removed from soil as earthwork material.
  • the method for removing radioactive cesium comprises a heating step of volatilizing radioactive cesium in the waste by heating the waste contaminated with radioactive cesium and the CaO source and / or MgO source at 1200 to 1350 ° C.
  • a heating step of volatilizing radioactive cesium in the waste by heating the waste contaminated with radioactive cesium and the CaO source and / or MgO source at 1200 to 1350 ° C.
  • Each of the waste, the CaO source, and the MgO source so that the masses of CaO, MgO, and SiO 2 satisfy the following formula (1) in the heating step: It is characterized in that the type and the mixture ratio of the are determined.
  • waste contaminated with radioactive cesium is, for example, general waste such as soil, sewage sludge dry powder, municipal waste incinerated ash, molten slag derived from garbage, shells, vegetation, sewage sludge, sewage slag, Industrial waste such as purified water sludge and construction sludge, and disaster waste such as debris, which contains radioactive cesium.
  • general waste such as soil, sewage sludge dry powder, municipal waste incinerated ash, molten slag derived from garbage, shells, vegetation, sewage sludge, sewage slag, Industrial waste such as purified water sludge and construction sludge, and disaster waste such as debris, which contains radioactive cesium.
  • the radioactive cesium-enriched product obtained by removing in advance a portion containing almost no radioactive cesium (for example, sand and stone in the case of soil) is also contaminated with radioactive cesium in the present invention. It is included in the concept of “waste”.
  • the CaO source include calcium carbonate, limestone, quicklime, slaked lime, limestone, dolomite, and blast furnace slag.
  • the MgO source include magnesium carbonate, magnesium hydroxide, dolomite, serpentine, and ferronickel alloy slag. These examples may be used individually by 1 type, and may be used in combination of 2 or more type.
  • both of the CaO source and the MgO source may be used, or only one of them may be used, but it is preferable to mix only the CaO source from the viewpoint of the volatility of radioactive cesium. Moreover, it is preferable to use a pulverized powder as the CaO source and the MgO source.
  • radioactive cesium means cesium 134 and cesium 137, which are radioactive isotopes of cesium. These radioactive cesiums are radioactive substances that are released into the external environment by accidents at nuclear power plants, and have half-lives of about 2 years and about 30 years, respectively.
  • the radioactive cesium that is the object to be removed is released into the external environment together with radioactive iodine in the form of cesium iodide, etc., from the nuclear power plant that caused the accident, and dropped from the sky to the ground surface.
  • Cesium iodide has a boiling point of 1200 ° C.
  • radioactive cesium that has fallen to the surface of the earth is trapped in clay minerals contained in the soil, becomes difficult to separate from the soil, and the form may change.
  • radioactive cesium that adheres to disaster waste such as debris or falls to the ground surface is washed away by rain and concentrated in the process of sewage treatment, resulting in sewage sludge containing radioactive cesium in a high concentration.
  • the vegetation is radioactively contaminated, and incineration ash produced by incineration of those containing vegetation contaminated with these radioactive substances, the radioactive cesium is trapped in glass, etc. Sometimes. In the present invention, it is intended to separate and recover these radioactive cesium compounds that are difficult to treat.
  • the radioactive cesium-contaminated waste and the CaO source and / or MgO source have the following masses of calcium oxide (CaO), magnesium oxide (MgO), and silicon dioxide (SiO 2 ) in the resulting mixture:
  • the waste is mixed with the CaO source and / or the MgO source after determining the type and mixing ratio so as to satisfy the formula (1).
  • the lower limit value of the numerical value derived from the respective masses of CaO, MgO, and SiO 2 and the above formula (1) is preferably 1.2 or more, more preferably 1. It is 4 or more, more preferably 1.7 or more, more preferably 1.8 or more, and particularly preferably a value greater than 1.9.
  • the upper limit of the numerical value derived from the above formula (1) is preferably 2.4 or less from the viewpoint of volatilizing radioactive cesium in the mixture and reducing the volatilization amount of potassium and sodium in the mixture. More preferably, it is 2.3 or less, More preferably, it is 2.2 or less, More preferably, it is 1.9 or less, Especially preferably, it is 1.8 or less.
  • the mass of 1 mol of CaO corresponds to the mass of 1.39 mol of MgO
  • the mass of MgO is multiplied by 1.39. When the mass ratio is less than 1.0, a liquid phase tends to be generated as the firing temperature becomes higher, and the volatilization amount of radioactive cesium decreases.
  • the mass ratio exceeds 2.5, the total volatilization amount of potassium and sodium in the mixture of the waste contaminated with radioactive cesium and the CaO source and / or MgO source increases, and the exhaust gas is cooled.
  • the amount of radioactive material-containing waste, which is a solid content, increases.
  • chlorides such as calcium chloride (CaCl 2 ), potassium chloride (KCl), sodium chloride (NaCl), etc. May be used.
  • calcium chloride is preferred from the viewpoint of promoting chlorination.
  • the amount of chloride is such that the molar ratio of chlorine, cesium and potassium (Cl / (Cs + K)) is preferably 1.00 or less, more preferably 0.010 to 0.60, still more preferably 0.015 to 0. .40, particularly preferably in an amount of 0.03 to 0.30.
  • the molar ratio is 1.0 or less, potassium and sodium do not volatilize and a large amount of radioactive cesium volatilizes, so that the volume of radioactive material-containing waste can be reduced.
  • the chlorine content in the said mixture is 1500 mg / kg or less.
  • the amount of chlorine is 1500 mg / kg or less, a liquid phase hardly occurs even at high temperatures, and a large amount of radioactive cesium volatilizes.
  • the molar ratio (Cl / (Cs + K)) is 1.0 or less, and the amount of chlorine in the mixture is 1500 mg / kg or less, more preferably, the molar ratio is 0.5 or less.
  • recovery mentioned later can be aimed at.
  • crushing, pulverizing, etc. also serving as mixing, or combining the crusher or pulverizer with a mixer, A two-stage process may be performed.
  • firing using a rotary kiln which will be described later, since each material is rotationally mixed in the rotary kiln, a part of the above-mentioned CaO source, MgO source, waste, etc.
  • the said mixture may be put into the kiln kiln as it is. Moreover, it is preferable that the said mixture is smaller than the granular material of about 5 mm. Further, stones of 5 mm or more that do not contain much cesium may be removed in advance while washing with water.
  • the heating temperature of the mixture of the waste contaminated with radioactive cesium and the CaO source and / or MgO source is 1200 to 1350 ° C., preferably 1200 to 1300 ° C.
  • radioactive cesium contained in the waste can be volatilized efficiently.
  • the heating temperature is less than 1200 ° C., the volatilization amount of radioactive cesium decreases. If it exceeds 1350 ° C., a liquid phase is formed, so that radioactive cesium is taken in and hardly volatilized, which is not preferable.
  • the heating time of the mixture is preferably 15 minutes or more, more preferably 30 minutes or more from the viewpoint of obtaining a sufficient volatilization amount of radioactive cesium.
  • the upper limit of the heating time is not particularly limited, but is preferably 180 minutes or less, more preferably 120 minutes or less.
  • the heating time exceeds 180 minutes, the volatilization amount of potassium and sodium increases with the radioactive cesium in the mixture.
  • the raw material rolls such as a rotary kiln
  • the contact rate between the gas and radioactive cesium is increased and the thermal conductivity is improved, so that a high volatilization rate can be obtained in a shorter firing time than the standing conditions. it can.
  • the heating means either a continuous type or a batch type can be used.
  • a rotary kiln etc. are mentioned as an example of a continuous heating means.
  • the batch type heating means include an incinerator, an electric furnace, a microwave heating device, and the like.
  • the continuous heating means is preferably used in the present invention from the viewpoint of increasing the processing efficiency.
  • a rotary kiln is preferable because a heating temperature suitable for volatilization of radioactive cesium and a residence time of waste can be easily provided.
  • the atmosphere during heating is preferably heated in air containing water vapor because the volatilization amount of alkali metals (potassium and sodium) can be reduced and the volatilization amount of radioactive cesium can be increased.
  • the volatilization amount of alkali metals (potassium and sodium) increases, but more radioactive cesium can be volatilized.
  • the volatilization amount of radioactive cesium can be increased while reducing the volatilization amount of alkali metals (potassium and sodium).
  • the fired product obtained may contain hexavalent chromium (Cr 6+ ).
  • hexavalent chromium Cr 6+
  • the heating step heating may be performed in a reducing atmosphere.
  • a method of heating waste contaminated with radioactive cesium in a reducing atmosphere a method of burning a combustible substance when heating the waste is mentioned.
  • the periphery of the waste can be maintained in a reducing atmosphere.
  • chromium even if chromium is contained in the waste, it is possible to prevent the formation of hexavalent chromium, and even if hexavalent chromium is generated in the step of heating the waste, Is reduced to trivalent chromium.
  • the combustible material includes, for example, waste solid lump obtained by compressing and / or solidifying waste such as coal, coke, activated carbon, waste wood, waste plastic, heavy oil sludge, and municipal waste.
  • waste solid lump obtained by compressing and / or solidifying waste such as coal, coke, activated carbon, waste wood, waste plastic, heavy oil sludge, and municipal waste.
  • the combustible material may be mixed in advance with waste contaminated with radioactive cesium.
  • the combustible material is disposed on the waste inlet side, You may supply from the exit side or the middle of a rotary kiln.
  • the amount of combustible materials is preferably larger as long as the combustible materials do not remain in the unburned state in the fired product obtained by heating. A larger particle size is preferred.
  • the combustible substance is preferably one that can maintain the reducing atmosphere for a long time.
  • a combustible material having a slower combustion speed than the main fuel of a rotary kiln or a combustion speed similar to that of the main fuel and having coarser grains than the main fuel can be mentioned.
  • Specific examples include petroleum coke, coal coke, and anthracite. The slower the burning rate, the better because the combustible material can be made finer.
  • the average particle size of the combustible substance is preferably 0.5 to 20 mm, more preferably 1 to 5 mm. If the average particle diameter is less than 0.5 mm, the reducing atmosphere may not be maintained for a long time because it burns out in the very initial stage during combustion. If the average particle diameter exceeds 20 mm, a large amount of unburned combustible material remains in the obtained fired product, so that the supplied combustible material is wasted. When used as a concrete aggregate, the remaining unburned carbon adsorbs the AE agent, so that the air entrainment of the mortar concrete deteriorates, or when compacted, the unburned carbon appears on the surface, and the mortar concrete Problems such as deterioration in appearance may occur.
  • the amount of the combustible substance is preferably 5 to 40 kg, more preferably 10 to 40 kg, and particularly preferably 12 to 40 kg per 1000 kg of the fired product obtained by heating. If the amount is less than 5 kg, the effect of making a reducing atmosphere may be small. When the amount exceeds 40 kg, a large amount of unburned combustible material remains in the obtained fired product, and when the fired product is used as a cement mixture or a concrete aggregate, the air entrainment and appearance of mortar concrete May get worse.
  • the oxygen (O 2 ) concentration in the furnace when burning the combustible material is preferably 5% by mass or less, more preferably 3% by mass or less, from the viewpoint that the combustible material is not immediately lost.
  • the combustible material can be easily pumped from the waste outlet side into the furnace using air.
  • a dedicated inlet may be provided on the outlet side of the rotary kiln.
  • a coarse combustible substance (having an average particle diameter of about 1 to 10 mm) may be dropped as a part of the main burner fuel.
  • the combustible substance is preferably one that can be in a reduced state stronger than when it is supplied on the waste inlet side or in the middle of the rotary kiln.
  • a combustible material having a higher combustion speed than the main fuel of a rotary kiln can be used.
  • Examples of the combustible material having a high combustion rate include waste solids obtained by compressing and / or solidifying waste wood, waste plastic, heavy oil sludge, and municipal waste.
  • the average particle size of the combustible substance is preferably 0.1 to 10 mm, more preferably 1 to 5 mm. If the average particle size is less than 0.1 mm, the reducing atmosphere may not be maintained because it burns out at the very beginning during firing. If the average particle diameter exceeds 10 mm, a large amount of unburned combustible material remains in the obtained fired product, and the supplied combustible material is wasted, and the fired product is used as a cement mixture or concrete bone.
  • the time which can maintain a reducing atmosphere can be adjusted with the average particle diameter of a combustible substance.
  • a combustible substance having a high combustion rate can increase the time during which the reducing atmosphere can be maintained by increasing (roughening) the average particle size.
  • the amount of heat of the combustible substance can be usually 2 to 40% of the amount of heat of the whole fuel used for the main burner. If the amount of heat of the combustible material is less than 2%, the effect of the reducing atmosphere may be small.
  • the flammable substance supply position (falling position) is higher than the position where the maximum temperature is reached in the rotary kiln so that the reducing atmosphere is maintained in a high temperature zone where the reduction speed is fast. It is preferable to adjust to the side.
  • the supply position is preferably preferably deeper than a point 4D from the kiln outlet, where D is the inner diameter of the kiln.
  • inner side is preferable from a 3D point from the exit of a kiln.
  • the supply position (falling position) is preferably adjusted by the angle of the inlet of the combustible substance, the position of the inlet, the speed at which the combustible substance is introduced, the particle size of the combustible substance, and the density of the combustible substance.
  • the oxygen (O 2 ) concentration in the furnace when the combustible substance is added is preferably 5% by mass or less, more preferably 3% by mass or less from the viewpoint that the combustible substance does not disappear immediately.
  • Flame film firing using an internally heated rotary kiln includes (a) a main burner for heating at the bottom and heating (firing) so that the flame licks waste, etc., (b) fuel quantity Or by adjusting the air velocity to dissipate the flame and heat (fire) the flame so that it licks the waste, etc. (c) The flame is lengthened by turning the angle of the main burner downward. Examples of the method include heating (firing) so as to lick waste and the like. Moreover, you may install the auxiliary burner for flame film baking other than the main burner for heating. By adjusting each condition, the reduction effect is improved as the contact time between the waste and the flame becomes longer.
  • the oxygen concentration at the time of flame film baking is preferably 5% by mass or less, more preferably 3% by mass or less.
  • the atmosphere can also be under a reducing atmosphere by adjusting the atmosphere at the time of heating.
  • a method of burning a fuel used for heating with an amount of air smaller than the theoretical amount of air can be given.
  • the air ratio in the furnace is 0.8 to 1.0, or the oxygen concentration in the furnace
  • Fuel used for heating includes heavy oil, pulverized coal, reclaimed oil, LPG, NPG, flammable waste, etc. as the main fuel (burner fuel), with the particle size adjusted to burn in space Is used. Furthermore, it can be used in combination with the above-described combustion of combustible materials and / or flame film firing.
  • Volatilized radioactive cesium in the exhaust gas generated by the heating method described above can be recovered by a dust collector or a scrubber after being cooled and solidified. Moreover, when the preheater is attached to the kiln, the radioactive cesium which became solid can also be collect
  • the collected radioactive cesium can be stored in a concrete container or the like after further volume reduction treatment by washing, adsorption or the like, if necessary. As a result, waste containing radioactive materials can be reduced in volume and stored without leaking outside.
  • radioactive cesium When chloride is added to a mixture of waste and a CaO source and / or MgO source, radioactive cesium can be recovered in the form of radioactive cesium chloride.
  • the radioactive cesium chloride can be easily dissolved in water and can be recovered as an aqueous solution.
  • the fired product obtained after heating is crushed as necessary, and used as cement mixture, aggregate (concrete aggregate, asphalt aggregate), earthwork material (backfill material, embankment material, roadbed material, etc.) can do.
  • the fired product obtained after heating is a fired product having an absolutely dry density of preferably 1.5 to 3.0 g / cm 3 , more preferably 2.0 to 3.0 g / cm 3 .
  • the amount of free lime (free lime) in the calcined product is preferably 1.0% by mass or less, more preferably 0.5% by mass or less, and still more preferably 0.2% by mass or less.
  • the amount of free lime exceeds 1.0% by mass, when the fired product is used as a concrete aggregate or earthwork material, the concrete may expand and break, or the fired product itself may collapse.
  • the particle size of the fired product may be adjusted by sieving or the like in consideration of the required particle size, compactness, etc., and used for a cement mixed material or the like.
  • the waste contains chromium
  • the obtained fired product is subjected to the following treatment, whereby the hexavalent chromium is converted from the fired product. Can be prevented from eluting.
  • a specific method for countermeasures against elution of hexavalent chromium will be described.
  • hexavalent chromium When hexavalent chromium is contained in the obtained fired product, as a countermeasure against elution of hexavalent chromium, a method of mixing the high-temperature fired product obtained by the heating step and a combustible substance can be mentioned. By mixing and cooling the high-temperature fired product and the combustible material after the heating step, hexavalent chromium in the fired product can be reduced to trivalent chromium, and hexavalent chromium in the fired product can be reduced. .
  • a method of mixing the fired product after the heating step with a combustible substance while keeping the temperature of the fired product at a high temperature in a hot air furnace, or a high-temperature fired product and a combustible material after the heating step in the container There is a method in which the mixture is filled and then left standing while maintaining the temperature of the mixture of the fired product and the combustible substance at a high temperature.
  • a rotary cooler that is less in contact with oxygen and has a high degree of mixing of combustible substances.
  • the mixing method of a combustible substance is not specifically limited, However, It is preferable to mix immediately after a heating process from a viewpoint of maintaining high temperature conditions and reducing atmosphere for a long time.
  • a method in which a combustible substance is dropped and mixed at the outlet of the rotary kiln is preferable.
  • the temperature of the baked product at the time of mixing in a rotary cooler can be made high by making the position where the calcination temperature in a rotary kiln becomes the maximum close to the outlet.
  • the combustible material is preferably mixed in an amount corresponding to a heat amount of 2 to 20% with respect to the heat amount of the entire mixture of the fired product and the combustible material. When the amount corresponds to a heat amount of less than 2%, the effect of reducing hexavalent chromium is reduced. When the amount corresponds to an amount of heat exceeding 20%, a large amount of unburned combustible material remains in the fired product after cooling.
  • Examples of the combustible material include solid waste lump obtained by compressing and / or solidifying waste such as coal, coke, activated carbon, waste wood, waste plastic, heavy oil sludge, and municipal waste. Especially, what can be made into a stronger reduction state is preferable. Specifically, a combustible substance having a high burning rate can be used. Examples of the combustible material having a high combustion rate include waste solids obtained by compressing and / or solidifying waste wood, waste plastic, heavy oil sludge, and municipal waste.
  • the average particle size of the combustible substance is preferably 0.1 to 10 mm, more preferably 1 to 5 mm.
  • the combustible material having a high combustion rate described above can increase (roughen) the average particle size. By increasing the average particle size, it is possible to lengthen the time during which the reducing atmosphere can be maintained, and to prevent the combustible material from being scattered due to the wind speed of the cooling air or the like when being charged.
  • the oxygen concentration at the time of mixing a combustible substance is not specifically limited.
  • exhaust gas may be used from the viewpoint of reducing contact with oxygen or reducing the amount of flammable substance added. It is preferable to adjust the above-described conditions so that the effect of reducing hexavalent chromium is large and combustibles do not remain. Moreover, when using a baked material as a cement mixing material, it is preferable to adjust so that the color of the cement using this baked material may not change by making a reducing atmosphere too strong.
  • a method of further heating and melting the fired product obtained in the heating step can be mentioned.
  • hexavalent chromium contained in the fired product is sealed in the glass, and when it is used for earthwork materials, the elution amount of hexavalent chromium becomes the environmental standard value or less.
  • the melt is cooled to become a granular material.
  • the obtained granular melt has a low water absorption rate and high strength, and therefore can be used as an aggregate for concrete.
  • the melt may be cooled rapidly or slowly.
  • dissolve the high-temperature-baked material obtained by the heating process for example, the fired material immediately after coming out of the kiln
  • a reducing agent such as sodium sulfite, iron (II) salts such as iron (II) sulfate and iron (II) chloride, sodium thiosulfate, and iron powder.
  • hexavalent chromium eluted from the fired product can be adsorbed, and insolubilization of hexavalent chromium or elution can be suppressed.
  • the adsorbent include zeolites, clay minerals, layered double hydroxides such as hydrotalcite compounds such as Mg—Al and Mg—Fe, Ca—Al hydroxides, ettringite, and monosulfates.
  • Ca-Al compounds hydrous oxides such as iron oxide (hematite) and bismuth oxide, magnesium compounds such as magnesium hydroxide, light calcined magnesium, calcined dolomite and magnesium oxide, iron sulfide, iron powder, Schwermanite, FeOOH, etc.
  • an iron compound a mixture of one or more of silicon oxide, aluminum oxide, iron oxide and the like, or a fired product, a compound containing cerium, and a rare earth element.
  • a reducing agent and an adsorbent may be used individually by 1 type, and may be used in combination of 2 or more type.
  • the calcined product and the powdered drug may be mixed.
  • slurry or the like a method of mixing the fired product with the slurry, spraying the slurry or the like on the fired product, or immersing the fired product in the slurry or the like.
  • the amount of the above-mentioned agent used is such that the amount of the metal salt per 100 kg of the fired product is preferably 0.01 to 10 kg, more preferably 0.1 to 7 kg, particularly preferably 0.2 to 5 kg.
  • the amount of the chemical, the concentration of the slurry and the like, the spray amount of the slurry and the amount of the fired product into the slurry and the like are adjusted.
  • the amount of the metal salt per 100 kg of the fired product is less than 0.01 kg, the effect of reducing the elution amount of hexavalent chromium is reduced. If the amount exceeds 10 kg, the effect of reducing the elution amount of hexavalent chromium is saturated, which is not economical.
  • the temperature of the fired product at the time of mixing is preferably 100 to 800 ° C, more preferably 125 to 600 ° C, and particularly preferably 150 to 400 ° C.
  • the temperature of the baked product exceeds 800 ° C., cracks or the like are generated in the baked product, or the baked product is atomized, resulting in a decrease in strength.
  • the temperature is lower than 100 ° C., it is not preferable because the drug hardly adheres to the surface of the fired product.
  • a method of spraying a slurry containing a drug or the like on a high-temperature fired product is preferable because the drug adheres to the surface of the fired product and is difficult to peel off.
  • a method of immersing the fired product in a slurry or the like is preferable because the drug penetrates well into the inside and adheres to the surface.
  • washing methods there is a method of washing the fired product obtained in the heating step with water.
  • washing methods (i) a method in which a cleaning liquid is sprayed on a fired product in a container or on a belt conveyor with a sprinkler or the like, and (ii) a fired product and a cleaning liquid are put in a container and the fired product is washed for a certain period of time.
  • a method of repeatedly washing and supplying new cleaning liquid after immersion, (iii) Using trommel, etc., sequentially replacing the fired products while immersing the fired products in the cleaning liquid Examples include a cleaning method.
  • the cleaning liquid may be ordinary tap water or an aqueous solution of the above-described drug (reducing agent or adsorbent).
  • the washing liquid after washing with water may be reused as the washing liquid, or may be discarded after being treated.
  • the washing time, the number of washings, and the amount of washing solution used for washing are not particularly limited, and the washing may be performed until the elution amount of hexavalent chromium satisfies the environmental standard value (Environment Agency Notification No. 46). These methods may be performed in combination with the method of heating in a reducing atmosphere in the heating step described above.
  • the fired product obtained by the heating process of the present invention is excellent in the ability to fix heavy metals (lead, arsenic, etc.) other than hexavalent chromium inside, the above-described treatment for preventing elution of hexavalent chromium is performed. If performed, it can be suitably used as earthwork material (backfill material, embankment material, roadbed material, etc.).
  • the fired product obtained by the heating step can be pulverized and used as a cement mixture. Further, 1 to 6 parts by mass of gypsum in terms of SO 3 can be added to 100 parts by mass of the pulverized product of the fired product.
  • the pulverization method is not particularly limited, and may be pulverized by a normal method using, for example, a ball mill.
  • the pulverized product of the fired product preferably has a brane specific surface area of 2500 to 5000 cm 2 / g from the viewpoints of reducing bleeding of mortar and concrete, fluidity, and strength development.
  • the pulverization may be performed simultaneously with the fired product, cement clinker and gypsum.
  • the cement specific surface area of the cement when pulverized at the same time is preferably 2500 to 4500 cm 2 / g from the viewpoint of reducing bleeding of mortar and concrete, fluidity, and strength development.
  • the heat of hydration of the cement composition can be lowered and the fluidity can be improved.
  • the fired product obtained by the heating step can be crushed or classified as necessary, and used as an aggregate (concrete aggregate, asphalt aggregate) or earthwork material.
  • aggregate concrete aggregate, asphalt aggregate
  • fired products containing hexavalent chromium are used as aggregates, hexavalent chromium is incorporated into the hardened cement, and therefore preventing elution of hexavalent chromium by preventing rainwater during transportation and storage of aggregates. Can do. Moreover, you may perform the process which prevents elution of the hexavalent chromium mentioned above.
  • the obtained fired product can be used for both fine aggregate and coarse aggregate. When used as a coarse aggregate, the particle size is adjusted to 5 mm or more by sieving or the like.
  • the absolute dry density of the fired product is preferably 2.0 to 3.0 g / cm 3 .
  • the absolute dry density is less than 2.0 g / cm 3 , the strength of the concrete may be reduced.
  • the water absorption rate of the fired product is preferably 15% or less. If the water absorption is greater than 15%, the strength of the concrete may be reduced.
  • the absolutely dry density of the fired product is 2.5 to 3.0 g / cm 3 and the water absorption is 3% or less.
  • the amount of free lime is preferably 1.0% by mass or less, more preferably 0.5% by mass or less. If the amount exceeds 1.0% by mass, concrete may expand and break.
  • Example 1 The cesium adsorption clay A6.6g obtained by the synthesis example 1 and limestone powder 13.2g were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 1.
  • Example 2 The cesium adsorption clay A6.6g obtained by the synthesis example 1 and limestone powder 13.2g were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (water content: 7%) obtained by bubbling through 60 ° C. water using a tubular electric furnace to obtain a fired product. . The Cs and Cl contents of each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured using a wet method to determine the volatilization rate (% by mass) of Cs. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 1.
  • Example 3 8 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1 and 12 g of limestone powder were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (water content: 7%) obtained by bubbling through 60 ° C. water using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The Cs and Cl contents of each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured using a wet method to determine the volatilization rate (% by mass) of Cs.
  • each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined.
  • Table 1 9 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1 and 11 g of limestone powder were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (water content: 7%) obtained by bubbling through 60 ° C. water using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The Cs and Cl contents of each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured using a wet method to determine the volatilization rate (% by mass) of Cs.
  • each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined.
  • Table 1 [Example 5] 10 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1 and 10 g of limestone powder were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (water content: 7%) obtained by bubbling through 60 ° C. water using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The Cs and Cl contents of each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured using a wet method to determine the volatilization rate (% by mass) of Cs.
  • each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined.
  • the results are shown in Table 1.
  • the cesium adsorption clay A6.6g obtained by the synthesis example 1 and limestone powder 13.2g were mixed. The obtained mixture was heated at 1200 ° C. for 60 minutes under pure air using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The Cs and Cl contents of each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured using a wet method to determine the volatilization rate (% by mass) of Cs.
  • each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined.
  • the results are shown in Table 1.
  • Cesium adsorption clay A11g obtained by the synthesis example 1 and limestone powder 9g were mixed. The obtained mixture was heated at 1200 ° C. for 60 minutes in air (water content 7%) bubbled with water at 60 ° C. using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The Cs and Cl contents of each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured using a wet method to determine the volatilization rate (% by mass) of Cs.
  • each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 1.
  • Example 8 30 g of the cesium adsorption clay B obtained in Synthesis Example 2, 60 g of limestone powder, and 0.0246 g of calcium chloride were pulverized and mixed. 20 g of the obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (water content 7%) bubbled with water at 60 ° C. using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The Cs and Cl contents of each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured using a wet method to determine the volatilization rate (% by mass) of Cs. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Example 9 30 g of the cesium adsorption clay B obtained in Synthesis Example 2, 60 g of limestone powder, and 0.0492 g of calcium chloride were pulverized and mixed. 20 g of the obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (water content 7%) bubbled with water at 60 ° C. using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The Cs and Cl contents of each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured using a wet method to determine the volatilization rate (% by mass) of Cs.
  • each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Table 2 The results are shown in Table 2.
  • 30 g of the cesium adsorption clay B obtained in Synthesis Example 2 60 g of limestone powder, and 0.0492 g of calcium chloride were pulverized and mixed. 20 g of the obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 120 minutes under air (water content: 7%) bubbled with water at 60 ° C. using a tubular electric furnace to obtain a fired product.
  • Example 14 A fired product was obtained in the same manner as in Example 1 except that heating was performed at 1300 ° C. for 120 minutes under air (pure air) not containing water vapor.
  • the respective contents of cesium (Cs), chlorine (Cl), Na 2 O, and K 2 O of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured in the same manner as in Example 1. , Cs, Na, and K volatilization rates (% by mass) were determined. The results are shown in Table 3.
  • Example 15 A fired product was obtained in the same manner as in Example 1 except that heating was performed at 1300 ° C. for 30 minutes under air containing no water vapor (pure air).
  • Example 16 A fired product was obtained in the same manner as in Example 1 except that heating was performed at 1250 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor.
  • the respective contents of cesium (Cs), chlorine (Cl), Na 2 O, and K 2 O of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured in the same manner as in Example 1. , Cs, Na, and K volatilization rates (% by mass) were determined.
  • Example 17 A fired product was obtained in the same manner as in Example 1 except that heating was performed at 1250 ° C. for 120 minutes under air (pure air) not containing water vapor.
  • the respective contents of cesium (Cs), chlorine (Cl), Na 2 O, and K 2 O of the mixture before heating and the fired product obtained by heating were measured in the same manner as in Example 1. , Cs, Na, and K volatilization rates (% by mass) were determined.
  • Example 18 A fired product was obtained in the same manner as in Example 1 except that heating was performed at 1350 ° C. for 30 minutes under air (pure air) not containing water vapor.
  • Example 19 30 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1 and 68 g of limestone powder were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 4.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Example 20 30 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1 and 77 g of limestone powder were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 4.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Example 21 30 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1, 77 g of limestone powder, and 0.122 g of calcium chloride were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 4.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Example 22 30 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1, 77 g of limestone powder, and 0.122 g of calcium chloride were mixed. The obtained mixture was heated at 1250 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 4.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Example 23 30 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1 and 90 g of limestone powder were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 4.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Example 24 30 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1 and 90 g of limestone powder were mixed. The obtained mixture was heated at 1250 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 4.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Example 25 30 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1, 90 g of limestone powder, and 0.039 g of calcium chloride were mixed. The obtained mixture was heated at 1300 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 4.
  • XRF X-ray fluorescence analysis
  • Example 26 30 g of cesium adsorption clay A obtained in Synthesis Example 1, 90 g of limestone powder, and 0.039 g of calcium chloride were mixed. The obtained mixture was heated at 1250 ° C. for 60 minutes under air (pure air) not containing water vapor using a tubular electric furnace to obtain a fired product. The contents of cesium (Cs) and chlorine (Cl) in each of the mixture before heating and the fired product obtained by heating are measured using a wet method to determine the volatility (mass%) of Cs. It was. Moreover, each amount of Na 2 O and K 2 O was measured by X-ray fluorescence analysis (XRF), and the volatilization rate (mass%) of Na and K was determined. The results are shown in Table 4.
  • XRF X-ray fluorescence analysis

Abstract

　放射性セシウムで汚染された廃棄物から放射性セシウムを、容易にかつ効率的に除去する方法を提供する。　放射性セシウムで汚染された廃棄物、及び、ＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源を１２００～１３５０℃で加熱して、上記廃棄物中の放射性セシウムを揮発させる加熱工程を含む放射性セシウムの除去方法であって、上記加熱工程において、ＣａＯ、ＭｇＯ、及びＳｉＯ２の各々の質量が、（（ＣａＯ＋１．３９×ＭｇＯ）／ＳｉＯ２）＝１．０～２．５（式中、ＣａＯ、ＭｇＯ、ＳｉＯ２は、各々、カルシウムの酸化物換算の質量、マグネシウムの酸化物換算の質量、珪素の酸化物換算の質量を表す。）を満たすように、上記廃棄物、ＣａＯ源及びＭｇＯ源の各々の種類及び配合割合を定める放射性セシウムの除去方法。

Description

放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
　本発明は、放射性セシウムで汚染された廃棄物から放射性セシウムを除去するための方法、及び、放射性セシウムで汚染された廃棄物を原料として用いて、無害な焼成物（例えば、セメント混合材、骨材、土工資材）を製造するための方法に関する。
　原子力発電所の大きな事故によって外部の環境中に放出された放射性セシウムが廃棄物又は土壌中に含まれている場合があるという問題が起きている。放射性セシウム（セシウム１３７）は、半減期が３０年であり、長期間に亘って人体に悪影響を与えうるため、廃棄物等からの放射性セシウムの除去を求められる場合が多い。
　放射性セシウムを除去する方法として、例えば、硝酸塩の形態で存在する放射性廃棄物を、外部に周回する通電コイルを備えたスリットを有する冷却された容器内で電磁誘導加熱により溶解し、硝酸塩が分解して生成した金属酸化物を容器周囲に、還元された白金属元素を電磁ピンチ力によって容器中央部に集積させ、次いで冷却・凝結後に、生成した固化体を回収することからなる、放射性廃棄物の処理方法において、電磁誘導加熱中に放射性廃棄物から揮発したセシウム等の長寿命核種を分離・回収する方法が記載されている（特許文献１）。
　しかしながら、特許文献１の方法は、事故によって外部の環境中に放出された放射性セシウムを対象とするものではなく、原子力発電所等の限定された区域内で発生する放射性廃棄物を対象とするものであるため、膨大な量の汚染土壌等の処理に適したものではなく、また、装置が複雑で高価であり、高コストであるという問題があった。
特開平５－１５７８９７号公報
　本発明は、放射性セシウムで汚染された廃棄物から、放射性セシウムを、容易にかつ効率的に除去することができる方法を提供することを目的とする。本発明は、また、放射性セシウムで汚染された廃棄物を原料として用いて、無害な焼成物（例えば、セメント混合材、骨材、土工資材）を製造するための方法を提供することを目的とする。
　本発明者らは、上記課題を解決するために鋭意検討した結果、放射性セシウムで汚染された廃棄物、及び、ＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源を、特定の配合割合で加熱することによって、上記目的を達成できることを見出し、本発明を完成した。
　すなわち、本発明は、以下の［１］～［９］を提供するものである。
［１］　放射性セシウムで汚染された廃棄物、及び、ＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源を１２００～１３５０℃で加熱して、上記廃棄物中の放射性セシウムを揮発させる加熱工程を含む放射性セシウムの除去方法であって、上記加熱工程において、ＣａＯ、ＭｇＯ、及びＳｉＯ２の各々の質量が、下記式（１）を満たすように、上記廃棄物、ＣａＯ源及びＭｇＯ源の各々の種類及び配合割合を定めることを特徴とする放射性セシウムの除去方法。
　（（ＣａＯ＋１．３９×ＭｇＯ）／ＳｉＯ２）＝１．０～２．５　　・・・（１）
（式中、ＣａＯ、ＭｇＯ、ＳｉＯ２は、各々、カルシウムの酸化物換算の質量、マグネシウムの酸化物換算の質量、珪素の酸化物換算の質量を表す。）
［２］　上記加熱工程において、さらに、塩化物を用いる前記［１］に記載の放射性セシウムの除去方法。
［３］　上記加熱工程において、加熱を還元雰囲気下で行う、前記［１］又は［２］に記載の放射性セシウムの除去方法。
［４］　放射性セシウムで汚染された廃棄物、及び、ＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源を１２００～１３５０℃で加熱して、上記廃棄物中の放射性セシウムを揮発させ、焼成物を得る加熱工程を含む焼成物の製造方法であって、上記加熱工程において、ＣａＯ、ＭｇＯ、及びＳｉＯ２の各々の質量が、下記式（１）を満たすように、上記廃棄物、ＣａＯ源及びＭｇＯ源の各々の種類及び配合割合を定めることを特徴とする焼成物の製造方法。
　（（ＣａＯ＋１．３９×ＭｇＯ）／ＳｉＯ２）＝１．０～２．５　　・・・（１）
（式中、ＣａＯ、ＭｇＯ、ＳｉＯ２は、各々、カルシウムの酸化物換算の質量、マグネシウムの酸化物換算の質量、珪素の酸化物換算の質量を表す。）
［５］　上記加熱工程において、加熱を還元雰囲気下で行う、前記［４］に記載の焼成物の製造方法。
［６］　上記加熱工程によって得られた焼成物と、還元剤及び吸着剤からなる群より選ばれる少なくとも１種を混合する混合工程を含む前記［４］又は［５］に記載の焼成物の製造方法。
［７］　前記［４］～［６］のいずれかに記載の焼成物の製造方法によって得られた焼成物を粉砕して得られるセメント混合材。
［８］　前記［４］～［６］のいずれかに記載の焼成物の製造方法によって得られた焼成物からなる骨材。
［９］　前記［４］～［６］のいずれかに記載の焼成物の製造方法によって得られた焼成物からなる土工資材。
　本発明の放射性セシウムの除去方法によれば、放射性セシウムで汚染された廃棄物から、放射性セシウムを容易にかつ効率的に除去することができ、放射性廃棄物を減容化することができる。
　また、本発明の焼成物の製造方法によれば、放射性セシウムが除去された無害な焼成物を得ることができる。この焼成物は、セメント混合材、骨材として、今後多量に必要とされる復興用コンクリート（堤防、防波堤、及び消波ブロック等）に使用することができ、天然資源の保護を図ることができる。また、土工資材として、土壌除去された土地の埋め戻し材等に利用することができる。
　以下、本発明について詳細に説明する。
　本発明の放射性セシウムの除去方法は、放射性セシウムで汚染された廃棄物、及び、ＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源を１２００～１３５０℃で加熱して、上記廃棄物中の放射性セシウムを揮発させる加熱工程を含む放射性セシウムの除去方法であって、上記加熱工程において、ＣａＯ、ＭｇＯ、及びＳｉＯ２の各々の質量が、下記式（１）を満たすように、上記廃棄物、ＣａＯ源及びＭｇＯ源の各々の種類及び配合割合を定めることを特徴とする。
　（（ＣａＯ＋１．３９×ＭｇＯ）／ＳｉＯ２）＝１．０～２．５　　・・・（１）
（式中、ＣａＯ、ＭｇＯ、ＳｉＯ２は、各々、カルシウムの酸化物換算の質量、マグネシウムの酸化物換算の質量、珪素の酸化物換算の質量を表す。）
　本発明の処理対象物は、放射性セシウムで汚染された廃棄物である。
　ここで、放射性セシウムで汚染された廃棄物とは、例えば、土壌や、下水汚泥乾粉、都市ごみ焼却灰、ごみ由来の溶融スラグ、貝殻、草木等の一般廃棄物や、下水汚泥、下水スラグ、浄水汚泥、建設汚泥等の産業廃棄物や、がれき等の災害廃棄物であって、放射性セシウムを含むものである。これらは１種を単独で用いてもよいし、２種以上を組み合わせて用いてもよい。また、放射性セシウムをほとんど含まない部分（例えば、土壌の場合、砂、石）を予め取り除いて得られる、放射性セシウムが濃縮されたもの（中間処理物）も、本発明における「放射性セシウムで汚染された廃棄物」の概念に含まれるものとする。
　また、ＣａＯ源としては、例えば炭酸カルシウム、石灰石、生石灰、消石灰、石灰石、ドロマイト、高炉スラグ等が挙げられる。ＭｇＯ源としては、例えば炭酸マグネシウム、水酸化マグネシウム、ドロマイト、蛇紋岩、フェロニッケル合金スラグ等が挙げられる。これらの例示物は、１種を単独で用いてもよいし、２種以上を組み合わせて用いてもよい。
　本発明において、ＣａＯ源及びＭｇＯ源は、これら両方を用いてもよいし、いずれか一方のみを用いてもよいが、放射性セシウムの揮発性の観点からＣａＯ源のみを混合することが好ましい。
　また、ＣａＯ源及びＭｇＯ源は、粉砕された粉状物を使用することが好ましい。
　本発明において、放射性セシウムとは、セシウムの放射性同位体であるセシウム１３４及びセシウム１３７を意味する。これらの放射性セシウムは、原子力発電所の事故によって外部の環境中に放出される放射性物質であり、半減期がそれぞれ約２年と約３０年のものである。
　本発明において、除去対象物である放射性セシウムは、事故を起こした原子力発電所から、ヨウ化セシウム等の形態で放射性ヨウ素と共に外部の環境中に放出され、上空から地表面に降下したものである。ヨウ化セシウムは、沸点が１２００℃以上であり、沸点が７００℃程度であるセシウム単体に比べて、揮発し難い性質を有する。そのうえ、地表面に降下した放射性セシウムは、土壌に含まれる粘土鉱物中に閉じ込められて、土壌から離れにくい状態となり、また、形態が変化する場合もある。また、がれき等の災害廃棄物に付着したり、地表面に降下した放射性セシウムが雨によって流され、下水処理の過程で濃縮されることで高濃度に放射性セシウムを含む下水汚泥等が生じる。さらに、土壌に含まれる放射性セシウムを吸収することで草木が放射能汚染され、これら放射能に汚染された草木を含むものを焼却して生じた焼却灰においては、ガラスなどに放射性セシウムが閉じ込められていることもある。本発明では、これらの処理し難い状態になっている放射性セシウム化合物を分離し回収しようとするものである。
　上記放射性セシウムで汚染された廃棄物とＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源は、得られる混合物中の酸化カルシウム（ＣａＯ）、酸化マグネシウム（ＭｇＯ）、及び二酸化珪素（ＳｉＯ２）の各々の質量が、下記式（１）を満たすように、前記廃棄物とＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源の種類及び配合割合を定めたうえで混合される。
　（（ＣａＯ＋１．３９×ＭｇＯ）／ＳｉＯ２）＝１．０～２．５　　・・・（１）
（式中、ＣａＯ、ＭｇＯ、ＳｉＯ２は、各々、カルシウムの酸化物換算の質量、マグネシウムの酸化物換算の質量、珪素の酸化物換算の質量を表す。）
　上記ＣａＯ、ＭｇＯ、及びＳｉＯ２の各々の質量と上記式（１）から導き出される数値の下限値は、放射性セシウムの揮発量を多くする観点から、好ましくは１．２以上、より好ましくは１．４以上、さらに好ましくは１．７以上、さらに好ましくは１．８以上、特に好ましくは１．９より大きい値である。
　また、上記式（１）から導き出される数値の上限値は、混合物中の放射性セシウムを揮発させて、かつ、混合物中のカリウムやナトリウムの揮発量を少なくする観点から、好ましくは２．４以下、より好ましくは２．３以下、さらに好ましくは２．２以下、さらに好ましくは１．９以下、特に好ましくは１．８以下である。
　なお、ＣａＯの１モルの質量は、ＭｇＯの１．３９モルの質量に相当することから、上記式（１）において、ＭｇＯの質量に１．３９を乗じている。
　該質量比が１．０未満であると、焼成温度が高温になるにつれて液相が生じやすくなり、放射性セシウムの揮発量が少なくなる。該質量比が２．５を超えると、放射性セシウムで汚染された廃棄物とＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源との混合物中のカリウムやナトリウムの合計の揮発量が多くなり、排ガスが冷却されて得られる固体分である放射性物質含有廃棄物の量が多くなる。
　放射性セシウムの塩化揮発を促進し、かつ揮発回収物を減容化する目的で上記混合物の材料として、さらに、塩化カルシウム（ＣａＣｌ２）、塩化カリウム（ＫＣｌ）、塩化ナトリウム（ＮａＣｌ）等の塩化物を用いてもよい。中でも塩化揮発の促進の観点から塩化カルシウムが好ましい。
　塩化物の量は、塩素と、セシウム及びカリウムとのモル比（Ｃｌ／（Ｃｓ＋Ｋ））が好ましくは１．００以下、より好ましくは０．０１０～０．６０、さらに好ましくは０．０１５～０．４０、特に好ましくは０．０３～０．３０になる量である。該モル比が１．０以下であると、カリウムやナトリウムが揮発せずに放射性セシウムが多く揮発するため、放射性物質含有廃棄物の減容化を図ることができる。
　また、上記混合物中の塩素量は１５００ｍｇ／ｋｇ以下であることが好ましい。塩素量が１５００ｍｇ／ｋｇ以下であると、高温でも液相が生じにくくなり、放射性セシウムが多く揮発する。
　好ましくは、上記モル比（Ｃｌ／（Ｃｓ＋Ｋ））が１．０以下であり、かつ、上記混合物中の塩素量が１５００ｍｇ／ｋｇ以下、さらに好ましくは、上記モル比が０．５以下であり、かつ、上記混合物中の塩素量が１２５０ｍｇ／ｋｇ以下であれば、揮発するセシウムは塩化セシウムの形態として、揮発しやすくなることに加えて、後述する回収物の減容化を図ることができる。
　上記の廃棄物とＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源との混合に際し、必要に応じて、混合を兼ねて解砕、粉砕等を行ったり、あるいは、解砕機もしくは粉砕機と、混合機を組み合わせて、２段階の処理を行ってもよい。後述するロータリーキルンを用いて焼成する場合は、ロータリーキルン内で各材料が回転混合されるので、上述のＣａＯ源、ＭｇＯ源、及び廃棄物等の一部をそのままキルン窯尻に投入してもよい。また、上記混合物は５ｍｍ程度の粒状物より小さいことが好ましい。また、予めセシウムが多くは含まれない５ｍｍ以上の石などを、水洗を行いながら取り除いてもよい。
　放射性セシウムで汚染された廃棄物とＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源との混合物の加熱温度は１２００～１３５０℃、好ましくは１２００～１３００℃である。
　上記温度範囲内で加熱することで、廃棄物に含まれる放射性セシウムを効率的に揮発させることができる。加熱温度が１２００℃未満では放射性セシウムの揮発量が少なくなる。１３５０℃を超えると、液相が形成されることで放射性セシウムが取り込まれて揮発しにくくなるので好ましくない。
　混合物の加熱時間は、放射性セシウムの十分な揮発量を得る観点から、好ましくは１５分間以上、より好ましくは３０分間以上である。加熱時間の上限は特に限定されないが、好ましくは１８０分間以下、より好ましくは１２０分間以下である。加熱時間が１８０分間を超えると混合物中の放射性セシウムと共に、カリウムやナトリウムの揮発量が多くなる。
　ロータリーキルン等、原料が転動する場合には、ガスと放射性セシウムとの接触率が大きくなり、熱伝導率も良くなるため、静置した条件よりも短い焼成時間で、高い揮発率を得ることができる。
　加熱手段としては、連続式とバッチ式のいずれも用いることができる。
　連続式の加熱手段の例としては、ロータリーキルン等が挙げられる。
　バッチ式の加熱手段の例としては、焼却炉、電気炉、マイクロ波加熱装置等が挙げられる。
　中でも、連続式の加熱手段は、処理の効率を高める観点から、本発明で好ましく用いられる。特に、ロータリーキルンは、放射性セシウムの揮発に適する加熱温度及び廃棄物の滞留時間を容易に与えることができるので、好ましい。
　加熱時の雰囲気としては、水蒸気を含む空気下で加熱すれば、アルカリ金属（カリウム及びナトリウム）の揮発量を少なくし、かつ、放射性セシウムの揮発量を多くすることができるため好ましい。
　一方、水蒸気を含まない空気（純空気）下で加熱した場合、アルカリ金属（カリウム及びナトリウム）の揮発量も多くなるが、より多くの放射性セシウムを揮発させることができる。
　上述した塩化物の量、加熱温度、時間、及び加熱時の水蒸気量を調整することで、アルカリ金属（カリウム及びナトリウム）の揮発量を少なくすると共に、放射性セシウムの揮発量を多くすることができる。
　また、放射性セシウムで汚染された廃棄物にクロムが含まれていた場合、得られる焼成物に６価クロム（Ｃｒ６＋）が含まれる可能性がある。
　このような焼成物を、セメント混合材、骨材、土工資材等として使用した場合（特に土工資材として用いる場合）、焼成物中に含まれる６価クロムが溶出して、水質汚染、土壌汚染等を引き起こす可能性がある。
　そこで、上記加熱工程において、加熱を還元雰囲気下で行ってもよい。還元雰囲気下で加熱することで、上記廃棄物中にクロムが含まれていても、酸化雰囲気下で生じ易い６価クロムの生成を防止することができ、かつ、廃棄物を加熱する工程において、廃棄物が一時的に酸化雰囲気下で加熱されることで６価クロムが生成しても、３価クロム（Ｃｒ３＋）に還元されることから、得られた焼成物を土工資材等として安全に使用することができる。なお、上述した水蒸気を含む空気下で加熱する方法と、還元雰囲気下で加熱する方法は組み合わせて行ってもよい。以下、還元雰囲気下で加熱を行う方法について、内部燃焼型の装置（内燃式ロータリーキルン等）であって、向流タイプ（原料出口側で燃焼するもの）の装置を用いた場合を例に解説するが、本発明はこれらの形態に限定されるものではない。
　還元雰囲気下で、放射性セシウムで汚染された廃棄物を加熱する方法の一例として、上記廃棄物を加熱する際に、可燃性物質を燃焼する方法が挙げられる。可燃性物質を燃焼することで、廃棄物の周辺を還元雰囲気に保つことができる。また、上記廃棄物中にクロムが含まれていても、６価クロムの生成を防止することができ、かつ、廃棄物を加熱する工程において、６価クロムが生成していても、６価クロムが３価クロムに還元される。
　ここで、可燃性物質とは、例えば、石炭、コークス、活性炭、廃木材、廃プラスチック、重油スラッジ、都市ゴミ等の廃棄物を圧縮及び／または固形化した廃棄物固形塊等が挙げられる。
　可燃性物質を供給する方法としては、放射性セシウムで汚染された廃棄物にあらかじめ混合してもよく、加熱に使用する装置として、ロータリーキルンを使用する場合、可燃性物質を、廃棄物の入口側、出口側、または、ロータリーキルンの途中から供給してもよい。
　可燃性物質を原料にあらかじめ混合する場合、加熱によって得られる焼成物中に可燃性物質が未燃焼状態で残存しない範囲であれば、可燃性物質の混合量は多い方が好ましく、可燃性物質の粒径も大きい方が好ましい。
　ここで、可燃性物質を、ロータリーキルンの廃棄物の入口側、またはロータリーキルンの途中で供給する場合について説明する。
　この場合、可燃性物質は還元雰囲気を長時間維持することができるものが好ましい。具体的には、例えば、ロータリーキルンの主燃料に比べて、燃焼速度の遅いもの、または、主燃料と同様の燃焼速度を有し、主燃料よりも粗い粒である可燃性物質が挙げられる。具体的には、石油コークス、石炭コークス、無煙炭等が挙げられる。燃焼速度が遅いほど、可燃性物質を細かくできるので好ましい。
　可燃性物質の平均粒径は、好ましくは０．５～２０ｍｍ、より好ましくは１～５ｍｍである。該平均粒径が０．５ｍｍ未満であると、燃焼中のごく初期で燃えきってしまうため、還元雰囲気を長時間維持できなくなる場合がある。該平均粒径が２０ｍｍを超えると、得られた焼成物に未燃焼状態の可燃性物質が多量に残存するため、供給した可燃性物質が無駄となり、また、該焼成物を、セメント混合材またはコンクリート骨材として用いる場合において、残存する未燃炭素がＡＥ剤を吸着することで、モルタルコンクリートの空気連行性が悪化する、あるいは、締め固めした場合に未燃炭素が表面に現れ、モルタルコンクリートの外観が悪化する等の問題が生じる場合がある。
　可燃性物質の量は、加熱によって得られる焼成物１０００ｋｇあたり、好ましくは５～４０ｋｇ、より好ましくは１０～４０ｋｇ、特に好ましくは１２～４０ｋｇである。該量が５ｋｇ未満であると、還元雰囲気とすることによる効果が小さい場合がある。該量が４０ｋｇを超えると、得られる焼成物に未燃焼状態の可燃性物質が多量に残存し、該焼成物をセメント混合材またはコンクリート骨材として用いる場合において、モルタルコンクリートの空気連行性や外観が悪化する場合がある。
　なお、可燃性物質は、ロータリーキルンの途中で供給する場合には、ロータリーキルン内で最も高温となる位置から、廃棄物の入口側までの途中で供給することが好ましい。
　可燃性物質を燃焼する際の、炉内の酸素（Ｏ２）濃度は、可燃性物質をすぐに消失させないという観点から、好ましくは５質量％以下、より好ましくは３質量％以下である。
　上述した条件と、滞留時間等を調整することで、６価クロムの生成を防止し、かつ、可燃性物質が残存しないようにすることができる。また、得られた焼成物をセメント混合材またはコンクリート骨材として使用する場合には、モルタルコンクリートの空気連行性や外観に悪影響を与えないように、上述した条件と、滞留時間等を調整する。
　次に、可燃性物質を、廃棄物の出口側から供給する場合について説明する。
　可燃性物質は空気を用いて廃棄物の出口側から炉内に向かって容易に圧送することができる。また、ロータリーキルンの出口側に専用の投入口を設けても良い。さらに、粗い可燃性物質（平均粒径が１～１０ｍｍ程度のもの）を主バーナーの燃料の一部として落下させても良い。
　可燃性物質は、廃棄物の入口側、またはロータリーキルンの途中で供給する場合よりも強い還元状態にできるものが好ましい。具体的には、例えば、ロータリーキルンの主燃料に比べて、燃焼速度が速い可燃性物質が挙げられる。燃焼速度が速い可燃性物質としては、例えば、廃木材、廃プラスチック、重油スラッジ、及び都市ゴミ等の廃棄物を圧縮及び／または固形化した廃棄物固形塊等が挙げられる。
　可燃性物質の平均粒径は、好ましくは０．１～１０ｍｍ、より好ましくは１～５ｍｍである。該平均粒径が０．１ｍｍ未満であると、焼成中のごく初期で燃えきってしまうため還元雰囲気を維持できなくなる場合がある。該平均粒径が１０ｍｍを超えると、得られた焼成物に未燃焼状態の可燃性物質が多量に残存して供給した可燃性物質が無駄となり、また、該焼成物をセメント混合材またはコンクリート骨材として用いる場合において、モルタルコンクリートの空気連行性や外観が悪化する場合がある。なお、還元雰囲気を維持できる時間は、可燃性物質の平均粒径により調整することができる。例えば、燃焼速度が速い可燃性物質は、平均粒径を大きく（粗く）することで還元雰囲気を維持できる時間を長くすることができる。
　可燃性物質の熱量は、主バーナーに用いられる燃料全体の熱量に対して、通常、２～４０％となるように使用することができる。可燃性物質の熱量が２％未満であると、還元雰囲気とすることによる効果が小さい場合がある。可燃性物質の熱量が４０％を超えると、得られた焼成物中に未燃焼状態の可燃性物質が多量に残存して供給した可燃性物質が無駄となり、該焼成物をセメント混合材またはコンクリート骨材として用いる場合において、モルタルコンクリートの空気連行性や外観が悪化する場合がある。
　上述した可燃性物質を廃棄物の入口側またはロータリーキルンの途中で供給する場合と比べて、廃棄物の出口側から供給する場合は、ロータリーキルン内で還元雰囲気となるのは炉内の一部分であるため、還元雰囲気を長時間維持するとともに、還元速度が速い高温度帯で還元雰囲気となるように、可燃性物質の供給位置（落下位置）をロータリーキルン内で最高温度となる位置よりも廃棄物の入口側に調整することが好ましい。供給位置は好ましくは、通常、キルンの内径をＤとして、キルンの出口から４Ｄの地点より、奥が好ましい。また、主バーナー等の設定条件により、キルン内の最高温度となる位置がより出口側になった場合には、キルンの出口から３Ｄの地点より、奥が好ましい。供給位置（落下位置）は、可燃性物質の投入口の角度、投入口の位置、可燃性物質を投入する速度、可燃性物質の粒度、及び、可燃性物質の密度で調整することが好ましい。
　可燃性物質を添加する場合における、炉内の酸素（Ｏ２）濃度は、可燃性物質をすぐに消失させないという観点から、好ましくは５質量％以下、より好ましくは３質量％以下である。
　上述した条件を調整することで、６価クロムの生成を防止し、かつ、可燃性物質が残存しないようにすることが好ましい。
　還元雰囲気下で、放射性セシウムで汚染された廃棄物を加熱する他の方法としては、上記廃棄物に炎を直接接触させる方法が挙げられる。
　具体的には、内部燃焼型の装置（内熱式ロータリーキルン等）において、加熱中（焼成中）の放射性セシウムで汚染された廃棄物等と、バーナーの炎が直接接するように焼成する（以下、「炎膜焼成」ともいう。）。内熱式ロータリーキルンを用いて炎膜焼成を行う方法としては、（ａ）加熱用主バーナーを下部に設置して、炎が廃棄物等をなめるように加熱（焼成）する、（ｂ）燃料量や空気速度を調整することで炎を発散させて、炎が廃棄物等をなめるように加熱（焼成）する、（ｃ）主バーナーの角度を下に向けることで炎を長くして、炎が廃棄物等をなめるように加熱（焼成）する、等の方法が挙げられる。また、加熱用主バーナー以外に炎膜焼成用の補助バーナーを設置してもよい。各条件の調整によって、廃棄物等と炎の接触時間が長くなるほど、還元効果が向上する。また、上記廃棄物中にクロムが含まれていても、６価クロムの生成を防止することができ、かつ、廃棄物を加熱する工程において、６価クロムが生成していても、６価クロムが３価クロムに還元される。
　炎膜焼成を行う際の酸素濃度は、より多くの炎膜を発生させる観点から、好ましくは５質量％以下、より好ましくは３質量％以下である。
　上述した条件を調整することで、６価クロム溶出防止効果をより大きくすることができる。なお、上述した可燃性物質の燃焼と、炎膜焼成を併用してもよい。
　また、加熱する際の雰囲気を調整することで、還元雰囲気下とすることもできる。
　例えば、還元雰囲気下で、放射性セシウムで汚染された廃棄物を加熱する他の方法として、加熱に用いる燃料を理論空気量よりも少ない空気量で燃焼する方法が挙げられる。
　具体的には、内部燃焼型の装置（内熱式ロータリーキルン等）において、炉内の空気比（理論空気量に対する供給空気量の割合）を０．８～１．０、若しくは炉内の酸素濃度を１質量％以下にして上記燃料を燃焼する、又は、炉内の一酸化炭素濃度を０．１～１．０質量％に保ちながら燃料を燃焼する方法等が挙げられる。
　炉内の空気比が０．８未満、または一酸化炭素濃度が１．０質量％を超える場合、加熱に必要な燃焼が困難となる場合がある。炉内の空気比が１．０を超える場合、酸素濃度が１質量％を超える場合、又は、炉内の一酸化炭素濃度を０．１質量％未満に保ちながら燃料を燃焼する場合、還元効果が小さくなる。
　加熱に用いる燃料とは、主燃料（バーナーの燃料）として、重油、微粉炭、再生油、ＬＰＧ、ＮＰＧ、及び可燃性廃棄物等が挙げられ、空間中で燃焼するように粒度を調整したものが用いられる。
　さらに、上述した可燃性物質の燃焼及び／または炎膜焼成と併用することもできる。
　また、加熱に使用する装置（外熱式ロータリーキルン、電気炉等）内を、窒素ガス等の不活性ガスで置換、または流通させる方法が挙げられる。さらに、前記不活性ガスに、一酸化炭素ガス等の還元性ガスを混合したものを置換、または流通させても良い。
　上述した加熱方法によって生じた排ガス中の揮発した放射性セシウムは、冷却されて固体になった後、集塵機またはスクラバー等で回収することができる。また、キルンにプレヒーターが取り付けられている場合は、揮発した放射性セシウムを高濃度で含む排ガスの一部を抽気して、冷却することによって、固体となった放射性セシウムを回収することもできる。回収した放射性セシウムは、必要に応じて水洗、吸着などにより、さらなる減容化処置をした後、コンクリート製の容器などに密閉して保管することができる。これにより、放射性物質を含む廃棄物を外部に漏洩することなく、減容化し、保管することができる。
　廃棄物と、ＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源との混合物に塩化物を加えた場合、放射性セシウムを放射性塩化セシウムの状態で回収することができる。該放射性塩化セシウムは、容易に水に溶かすことができ、水溶液としても回収することができる。
　加熱後に得られる焼成物は、必要に応じて粉砕し、セメント混合材、骨材（コンクリート用骨材、アスファルト用骨材）、土工資材（埋め戻し材、盛り土材、路盤材等）等として利用することができる。
　加熱後に得られる焼成物は、絶乾密度が、好ましくは１．５～３．０ｇ／ｃｍ３、より好ましくは２．０～３．０ｇ／ｃｍ３の焼成物である。
　また、該焼成物のフリーライム（遊離石灰）量は、好ましくは１．０質量％以下、より好ましくは０．５質量％以下、さらに好ましくは０．２質量％以下である。フリーライム量が１．０質量％を超えると、焼成物をコンクリート用骨材や土工資材として使用した場合、コンクリートが膨張破壊したり、焼成物自体が崩壊する可能性がある。
　該焼成物の粒度は、必要とされる粒度、締め固め性等を考慮して、ふるい分け等により調整してセメント混合材等に使用すればよい。
　また、廃棄物にクロムが含まれる場合、上述した加熱工程において加熱を還元雰囲気下で行う方法の他に、得られた焼成物に対して以下の処理を行うことで、焼成物から６価クロムが溶出することを防ぐことができる。特に焼成物を土工資材として用いる場合には、水質汚染及び土壌汚染を防ぐ観点から、６価クロムの溶出対策を行うことが好ましい。以下、６価クロムの溶出対策の具体的な方法について説明する。
　得られた焼成物に６価クロムが含まれる場合、６価クロムの溶出対策として、加熱工程によって得られた高温の焼成物と可燃性物質を混合する方法が挙げられる。加熱工程後の高温の焼成物と可燃性物質を混合して冷却することで、焼成物中の６価クロムが３価クロムに還元されて、焼成物中の６価クロムを低減することができる。
　具体的には、加熱工程後の焼成物を、熱風炉において焼成物の温度を高温に保ちながら可燃性物質と混合する方法や、容器内に加熱工程後の高温の焼成物と可燃性物質を入れて充填させ、焼成物と可燃性物質との混合物の温度を高温に保ちながら静置する方法が挙げられる。
　また、加熱工程後に行われるエアークエンチングクーラー、ロータリークーラー等を用いた冷却工程において高温の焼成物と可燃性物質を混合してもよい。中でも、酸素に接することが少なく、かつ、可燃性物質の混合度合いが高いロータリークーラーを用いることが好ましい。
　冷却工程において可燃性物質を混合する場合、可燃性物質の混合方法は特に限定されないが、高温条件および還元雰囲気を長時間維持する観点から、加熱工程直後に混合することが好ましい。例えば、ロータリーキルンを用いて加熱を行う場合、ロータリーキルンの落ち口に可燃性物質を落下させて混合する方法が好ましい。
　可燃性物質を混合する際の焼成物の温度は、高温であるほど６価クロムの低減効果が大きく、好ましくは８００℃以上、より好ましくは１０００℃以上である。なお、ロータリーキルンを用いて加熱を行う場合、ロータリーキルン内の焼成温度が最大となる位置を落ち口側に近づけることで、ロータリークーラー内で混合する際の焼成物の温度を高くすることができる。
　可燃性物質を混合後、焼成物が冷却するまでの時間は長いほど６価クロムの低減効果が大きいが、混合してから焼成物の温度が６００℃以下になるまでの時間は、好ましくは１分間以上、より好ましくは３分間以上である。
　可燃性物質は、焼成物と可燃性物質の混合物全体の熱量に対して、好ましくは２～２０％の熱量に相当する量を混合する。該量が２％未満の熱量に相当する場合、６価クロムの低減効果が小さくなる。該量が２０％を超える熱量に相当する場合、冷却後の焼成物に未燃焼状態の可燃性物質が多量に残存してしまう。
　可燃性物質としては、例えば、石炭、コークス、活性炭、廃木材、廃プラスチック、重油スラッジ、都市ゴミ等の廃棄物を圧縮及び／または固形化した廃棄物固形塊等が挙げられる。中でも、より強い還元状態にできるものが好ましい。具体的には、燃焼速度が速い可燃性物質が挙げられる。燃焼速度が速い可燃性物質としては、例えば、廃木材、廃プラスチック、重油スラッジ、及び都市ゴミ等の廃棄物を圧縮及び／または固形化した廃棄物固形塊等が挙げられる。
　可燃性物質の平均粒径は、好ましくは０．１～１０ｍｍ、より好ましくは１～５ｍｍである。１０ｍｍを超えると冷却後の焼成物中に可燃性物質が大量に残存してしまう。０．１ｍｍ未満であると、６価クロムの低減効果が小さくなると共に、投入する際に冷却空気の風速等によって飛散してしまい、焼成物と混合する量が少なくなる。
　上述した燃焼速度が速い可燃性物質は、平均粒径を大きく（粗く）することできる。平均粒径を大きくすることで、還元雰囲気を維持できる時間を長くすると共に、投入する際に冷却空気の風速等によって可燃性物質が飛散することを防ぐことができる。
　可燃性物質を混合する際の酸素濃度は特に限定されない。また、可能であれば、酸素との接触を少なくする、または可燃性物質の添加量を少なくする観点から排ガスを利用してもよい。
　上述した条件を、６価クロムの低減効果が大きく、かつ、可燃物が残存しないように調整することが好ましい。また、焼成物をセメント混合材として使用する場合には、還元雰囲気を強くしすぎることで、該焼成物を用いたセメントの色が変わらないように調整することが好ましい。
　また、６価クロムの溶出対策として、加熱工程によって得られた焼成物をさらに加熱して、溶融する方法が挙げられる。
　焼成物を溶融することで、焼成物に含まれる６価クロムがガラス中に封じ込まれ、土工資材等に使用した場合に、６価クロムの溶出量が環境基準値以下となる。
　焼成物をさらに加熱して溶融させた後、該溶融物は冷却されて粒状物となる。得られた粒状の溶融物は、吸水率が低く、高強度であることから、コンクリート用骨材として用いることができる。なお、溶融物の冷却は、急冷でも徐冷でもよい。
　また、加熱工程によって得られた高温の状態の焼成物（例えば、キルンから出てきた直後の焼成物）を、直接溶融することがエネルギーコストの観点から好ましい。
　また、６価クロムの溶出対策として、加熱工程によって得られた焼成物と、還元剤及び吸着剤からなる群より選ばれる少なくとも１種以上を混合する混合工程を行ってもよい。
　例えば、焼成物と還元剤を混合することで、焼成物に含まれる６価クロム、または焼成物から溶出した６価クロムを３価クロムに還元することができる。
　還元剤としては、例えば、亜硫酸ナトリウム等の亜硫酸塩、硫酸鉄（ＩＩ）、塩化鉄（ＩＩ）等の鉄（ＩＩ）塩、チオ硫酸ナトリウム、鉄粉等が挙げられる。
　また、焼成物と吸着剤を混合することで、焼成物から溶出した６価クロムを吸着させ、６価クロムの不溶化、又は溶出の抑制をすることができる。
　吸着剤としては、例えば、ゼオライト、粘土鉱物、Ｍｇ－Ａｌ系やＭｇ－Ｆｅ系等のハイドロタルサイト化合物のような層状複水酸化物、Ｃａ－Ａｌ系水酸化物やエトリンガイトやモノサルフェート等のＣａ－Ａｌ系化合物、酸化鉄（ヘマタイト）や酸化ビスマス等の含水酸化物、水酸化マグネシウムや軽焼マグネシウムや焼成ドロマイトや酸化マグネシウム等のマグネシウム化合物、硫化鉄や鉄粉やシュベルマナイトやＦｅＯＯＨ等の鉄化合物、酸化ケイ素や酸化アルミニウムや酸化鉄などの１種または２種以上の混合物または焼成物、セリウム、及び希土類元素を含む化合物等が挙げられる。
　還元剤及び吸着剤は１種を単独で用いてもよく、２種以上を組み合わせて用いてもよい。
　焼成物と薬剤（還元剤及び／または吸着剤）を混合する方法としては、焼成物と粉末状の薬剤を混合してもよく、薬剤を予め水と混合して、スラリー又は水溶液（以下、「スラリー等」ともいう。）にして、焼成物とスラリー等を混合する、焼成物にスラリー等を噴霧する、又は、焼成物をスラリー等に浸漬する等の方法が挙げられる。
　上記薬剤の使用量は、焼成物１００ｋｇあたりの金属塩の量が、好ましくは０．０１～１０ｋｇ、より好ましくは０．１～７ｋｇ、特に好ましくは０．２～５ｋｇとなるように、粉末状の薬剤の量、スラリー等の濃度、スラリー等の噴霧量、及び、スラリー等への焼成物の投入量を調整する。焼成物１００ｋｇあたりの金属塩の量が０．０１ｋｇ未満であると、６価クロムの溶出量を低減する効果が小さくなる。該量が１０ｋｇを超えると、６価クロムの溶出量を低減する効果が飽和するため経済的ではない。
　混合する際の焼成物の温度は、好ましくは１００～８００℃、より好ましくは１２５～６００℃、特に好ましくは１５０～４００℃である。焼成物の温度が８００℃を超えると、焼成物にクラック等が生じる、又は、焼成物が微粒化することで、強度の低下が起こるため好ましくない。１００℃未満であると薬剤が焼成物の表面に付着しにくくなるため好ましくない。
　高温の焼成物に、薬剤を含むスラリー等を噴霧する方法は、薬剤が焼成物の表面に付着して、はがれにくくなり好適である。また、焼成物に気孔がある場合、焼成物をスラリー等に浸漬する方法は、薬剤が内部にまで良く浸透し、また、表面にも付着するので好適である。
　さらに、６価クロムの溶出対策として、加熱工程によって得られた焼成物を水洗する方法が挙げられる。
　水洗方法としては、（ｉ）容器内、又はベルトコンベア上の焼成物にスプリンクラー等により洗浄液を散布して洗浄する方法、（ｉｉ）容器に焼成物と洗浄液を入れて、一定時間焼成物を洗浄液に浸漬した後、浸漬後の洗浄液を排出して、新しい洗浄液を供給することを繰り返して洗浄する方法、（ｉｉｉ）トロンメル等を用いて、焼成物を洗浄液に浸漬しながら、焼成物を順次入れ替える洗浄方法等が挙げられる。
　洗浄液は、通常の水道水でも良く、上述した薬剤（還元剤又は吸着剤）の水溶液を用いてもよい。水洗後の洗浄液は、洗浄液として再利用してもよいし、処理した上で廃棄してもよい。
　水洗時間、水洗回数、水洗に用いる洗浄液の使用量は特に限定されず、６価クロムの溶出量が環境基準値（環境庁告示第４６号）を満たすまで水洗を行えばよい。
　これらの方法は、上述した加熱工程において還元雰囲気下で加熱を行う方法と組み合わせて行ってもよい。
　なお、本発明の加熱工程によって得られる焼成物は、６価クロム以外の重金属（鉛、砒素等）を内部に固定する能力に優れていることから、上述した６価クロムの溶出を防ぐ処理を行えば、土工資材（埋め戻し材、盛り土材、路盤材等）として好適に用いることができる。
　加熱工程によって得られた焼成物は、粉砕してセメント混合材として使用することができる。また、焼成物の粉砕物１００質量部に対して、石膏をＳＯ３換算で１～６質量部含有させることもできる。
　粉砕方法は特に制限されず、例えばボールミル等を用い、通常の方法で粉砕すれば良い。
　焼成物の粉砕物は、ブレーン比表面積が２５００～５０００ｃｍ２／ｇであることが、モルタルやコンクリートのブリーディングの低減や、流動性、強度発現性の観点から好ましい。
　粉砕は、焼成物、セメントクリンカと石膏を同時に行ってもよい。同時に粉砕を行った場合のセメントのブレーン比表面積は、２５００～４５００ｃｍ２／ｇであることが、モルタルやコンクリートのブリーディングの低減や、流動性、強度発現性の観点から好ましい。
　該セメント混合材はセメントと混合してセメント組成物を得たときに、セメント組成物の水和熱を低く、かつ流動性を良好にすることができる。
　加熱工程によって得られた焼成物は必要に応じて粉砕または分級して、骨材（コンクリート用骨材、アスファルト用の骨材）、土工資材として使用することができる。
　６価クロムを含む焼成物を骨材として用いる場合、セメント硬化物に６価クロムが取り込まれるため、骨材の輸送時や保管時の雨水防止を行うことで、６価クロムの溶出を防ぐことができる。また、前述した６価クロムの溶出を防ぐ処理を行ってもよい。
　得られた焼成物は、細骨材及び粗骨材のいずれにも利用することができる。粗骨材として使用する場合には、ふるい分け等により、粒度を５ｍｍ以上に調整して使用する。
　また、土工資材として用いる場合は、締め固め性等を考慮して、０．１～１００ｍｍに調整して使用する。
　骨材として用いる場合、焼成物の絶乾密度は、好ましくは２．０～３．０ｇ／ｃｍ３である。該絶乾密度が２．０ｇ／ｃｍ３未満の場合、コンクリートの強度低下のおそれがある。また、焼成物の吸水率は、好ましくは１５％以下である。該吸水率が１５％より大きい場合、コンクリートの強度低下のおそれがある。
　特に、コンクリート用骨材として用いる場合、焼成物の絶乾密度が２．５～３．０ｇ／ｃｍ３であり、かつ、吸水率が３％以下であることが好ましい。
　フリーライム量は、好ましくは１．０質量％以下、より好ましくは０．５質量％以下である。該量が１．０質量％を超えると、コンクリートが膨張破壊する可能性がある。
　以下、本発明を実施例により具体的に説明するが、本発明はこれらの実施例に限定されるものではない。
［合成例１；セシウム吸着粘土Ａの作製］
　ベントナイト５００ｇを、セシウムを２５０ｍｇ／リットルの濃度で含む水溶液２リットルに１日間浸漬した後、遠心分離によって固形分を回収し、さらに該固形分を水洗して、再度遠心分離を行った。これによりセシウムを１０６０ｍｇ／ｋｇの濃度で含むセシウム吸着粘土Ａを得た。
［合成例２；セシウム吸着粘土Ｂの作製］
　ベントナイト５００ｇを、セシウムを５００ｍｇ／リットルの濃度で含む水溶液２リットルに１日間浸漬した後、遠心分離によって固形分を回収し、さらに該固形分を水洗して、再度遠心分離を行った。これによりセシウムを２２００ｍｇ／ｋｇの濃度で含むセシウム吸着粘土Ｂを得た。
［実施例１］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ６．６ｇと、石灰石粉末１３．２ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。
［実施例２］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ６．６ｇと、石灰石粉末１３．２ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、６０℃の水中に通過させてバブリングして得られた空気（水分量７％）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。
　なお、水分量７％の空気下で加熱を行ったのは、実際の内熱キルンでの加熱を模擬する目的からである。
［実施例３］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ８ｇと、石灰石粉末１２ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用い６０℃の水中に通過させてバブリングして得られた空気（水分量７％）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。
［実施例４］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ９ｇと、石灰石粉末１１ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用い６０℃の水中に通過させてバブリングして得られた空気（水分量７％）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。
［実施例５］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ１０ｇと、石灰石粉末１０ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用い６０℃の水中に通過させてバブリングして得られた空気（水分量７％）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。
［実施例６］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ６．６ｇと、石灰石粉末１３．２ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて純空気下で、１２００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。
［実施例７］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ１１ｇと、石灰石粉末９ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて６０℃の水でバブリングした空気（水分量７％）下で、１２００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。
［比較例１］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａを、管状電気炉を用いて純空気下で、１０００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。なお、セシウム吸着粘土を１２００℃で焼成したところ、試料が溶融し、容器にはりついたため、回収できなかった。
［比較例２］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ６．６ｇと、石灰石粉末１３．２ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて純空気下で、１０００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表１に示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000001
　表１の実施例１～７から、混合物中の酸化カルシウム（ＣａＯ）、酸化マグネシウム（ＭｇＯ）、及び二酸化珪素（ＳｉＯ２）の各々の質量と、（（ＣａＯ＋１．３９×ＭｇＯ）／ＳｉＯ２）の式から導き出される数値が１．０～１．８程度であり、かつ、１２００～１３００℃程度で加熱することで、セシウムを揮発させることができることがわかる。
　また、実施例１と、実施例２～５を比較（特に実施例１と実施例２）すると、水蒸気を含む空気下で加熱する事でカリウムやナトリウムの揮発率を低くし、セシウムの揮発率を上げることができることがわかる。
［実施例８］
　合成例２で得られたセシウム吸着粘土Ｂ３０ｇと、石灰石粉末６０ｇと、塩化カルシウム０．０２４６ｇを粉砕混合した。得られた混合物２０ｇを、管状電気炉を用いて６０℃の水でバブリングした空気（水分量７％）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表２に示す。
［実施例９］
　合成例２で得られたセシウム吸着粘土Ｂ３０ｇと、石灰石粉末６０ｇと、塩化カルシウム０．０４９２ｇを粉砕混合した。得られた混合物２０ｇを、管状電気炉を用いて６０℃の水でバブリングした空気（水分量７％）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表２に示す。
［実施例１０］
　合成例２で得られたセシウム吸着粘土Ｂ３０ｇと、石灰石粉末６０ｇと、塩化カルシウム０．０４９２ｇを粉砕混合した。得られた混合物２０ｇを、管状電気炉を用いて６０℃の水でバブリングした空気（水分量７％）下で、１３００℃で１２０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表２に示す。
［実施例１１］
　合成例２で得られたセシウム吸着粘土Ｂ３０ｇと、石灰石粉末６０ｇと、塩化カルシウム０．０９８４ｇを粉砕混合した。得られた混合物２０ｇを、管状電気炉を用いて６０℃の水でバブリングした空気（水分量７％）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表２に示す。
［実施例１２］
　合成例２で得られたセシウム吸着粘土Ｂ３０ｇと、石灰石粉末６０ｇと、塩化カルシウム０．２４６ｇを混合した。得られた混合物２０ｇを、管状電気炉を用いて、６０℃の水でバブリングした空気（水分量７％）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表２に示す。
［実施例１３］
　合成例２で得られたセシウム吸着粘土Ｂ１０ｇと、石灰石粉末１０ｇと、塩化カルシウム０．４９ｇを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、純空気下で、１２００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のＣｓ、およびＣｌの含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表２に示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000002
　表２の実施例８～１３より、塩化物を添加してもセシウムが揮発する事がわかる。特に実施例８、９及び１１より、塩素と、セシウム及びカリウムとのモル比（Ｃｌ／（Ｃｓ＋Ｋ））が０．０９～０．２６程度であり、塩素の量が４１０～１２１０ｍｇ／ｋｇ程度であり、かつ、加熱時間が６０分程度の場合、ナトリウムおよびカリウムの揮発率が低いままセシウムの揮発率が高いことがわかる。
［実施例１４］
　水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３００℃で１２０分間加熱する以外は、実施例１と同様にして焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、塩素（Ｃｌ）、Ｎａ２Ｏ、及びＫ２Ｏの各含有量を、実施例１と同様に測定して、Ｃｓ、Ｎａ、及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表３に示す。
［実施例１５］
　水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３００℃で３０分間加熱する以外は、実施例１と同様にして焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、塩素（Ｃｌ）、Ｎａ２Ｏ、及びＫ２Ｏの各含有量を、実施例１と同様に測定して、Ｃｓ、Ｎａ、及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表３に示す。
［実施例１６］
　水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１２５０℃で６０分間加熱する以外は、実施例１と同様にして焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、塩素（Ｃｌ）、Ｎａ２Ｏ、及びＫ２Ｏの各含有量を、実施例１と同様に測定して、Ｃｓ、Ｎａ、及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表３に示す。
［実施例１７］
　水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１２５０℃で１２０分間加熱する以外は、実施例１と同様にして焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、塩素（Ｃｌ）、Ｎａ２Ｏ、及びＫ２Ｏの各含有量を、実施例１と同様に測定して、Ｃｓ、Ｎａ、及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表３に示す。
［実施例１８］
　水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３５０℃で３０分間加熱する以外は、実施例１と同様にして焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、塩素（Ｃｌ）、Ｎａ２Ｏ、及びＫ２Ｏの各含有量を、実施例１と同様に測定して、Ｃｓ、Ｎａ、及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表３に示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000003
［実施例１９］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ３０ｇと、石灰石粉末６８ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表４に示す。
［実施例２０］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ３０ｇと、石灰石粉末７７ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表４に示す。
［実施例２１］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ３０ｇと、石灰石粉末７７ｇと、塩化カルシウム０．１２２ｇを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表４に示す。
［実施例２２］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ３０ｇと、石灰石粉末７７ｇと、塩化カルシウム０．１２２ｇを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１２５０℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表４に示す。
［実施例２３］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ３０ｇと、石灰石粉末９０ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表４に示す。
［実施例２４］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ３０ｇと、石灰石粉末９０ｇとを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１２５０℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表４に示す。
［実施例２５］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ３０ｇと、石灰石粉末９０ｇと、塩化カルシウム０．０３９ｇを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１３００℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表４に示す。
［実施例２６］
　合成例１で得られたセシウム吸着粘土Ａ３０ｇと、石灰石粉末９０ｇと、塩化カルシウム０．０３９ｇを混合した。得られた混合物を、管状電気炉を用いて、水蒸気を含まない空気（純空気）下で、１２５０℃で６０分間加熱し、焼成物を得た。加熱前の混合物、及び加熱して得られた焼成物の各々のセシウム（Ｃｓ）、および塩素（Ｃｌ）の含有量を、湿式法を用いて測定し、Ｃｓの揮発率（質量％）を求めた。また、Ｎａ２Ｏ及びＫ２Ｏの各量を、蛍光Ｘ線分析法（ＸＲＦ）で測定し、Ｎａ及びＫの揮発率（質量％）を求めた。結果を表４に示す。
Figure JPOXMLDOC01-appb-T000004

Claims (9)

  1. 　放射性セシウムで汚染された廃棄物、及び、ＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源を１２００～１３５０℃で加熱して、上記廃棄物中の放射性セシウムを揮発させる加熱工程を含む放射性セシウムの除去方法であって、
    　上記加熱工程において、ＣａＯ、ＭｇＯ、及びＳｉＯ２の各々の質量が、下記式（１）を満たすように、上記廃棄物、ＣａＯ源及びＭｇＯ源の各々の種類及び配合割合を定めることを特徴とする放射性セシウムの除去方法。
    　（（ＣａＯ＋１．３９×ＭｇＯ）／ＳｉＯ２）＝１．０～２．５　　・・・（１）
    （式中、ＣａＯ、ＭｇＯ、ＳｉＯ２は、各々、カルシウムの酸化物換算の質量、マグネシウムの酸化物換算の質量、珪素の酸化物換算の質量を表す。）
  2. 　上記加熱工程において、さらに、塩化物を用いる請求項１に記載の放射性セシウムの除去方法。
  3. 　上記加熱工程において、加熱を還元雰囲気下で行う、請求項１又は２に記載の放射性セシウムの除去方法。
  4. 　放射性セシウムで汚染された廃棄物、及び、ＣａＯ源及び／又はＭｇＯ源を１２００～１３５０℃で加熱して、上記廃棄物中の放射性セシウムを揮発させ、焼成物を得る加熱工程を含む焼成物の製造方法であって、
    　上記加熱工程において、ＣａＯ、ＭｇＯ、及びＳｉＯ２の各々の質量が、下記式（１）を満たすように、上記廃棄物、ＣａＯ源及びＭｇＯ源の各々の種類及び配合割合を定めることを特徴とする焼成物の製造方法。
    　（（ＣａＯ＋１．３９×ＭｇＯ）／ＳｉＯ２）＝１．０～２．５　　・・・（１）
    （式中、ＣａＯ、ＭｇＯ、ＳｉＯ２は、各々、カルシウムの酸化物換算の質量、マグネシウムの酸化物換算の質量、珪素の酸化物換算の質量を表す。）
  5. 　上記加熱工程において、加熱を還元雰囲気下で行う、請求項４に記載の焼成物の製造方法。
  6. 　上記加熱工程によって得られた焼成物と、還元剤及び吸着剤からなる群より選ばれる少なくとも１種を混合する混合工程を含む請求項４又は５に記載の焼成物の製造方法。
  7. 　請求項４～６のいずれか１項に記載の焼成物の製造方法によって得られた焼成物を粉砕して得られるセメント混合材。
  8. 　請求項４～６のいずれか１項に記載の焼成物の製造方法によって得られた焼成物からなる骨材。
  9. 　請求項４～６のいずれか１項に記載の焼成物の製造方法によって得られた焼成物からなる土工資材。
PCT/JP2012/083594 2012-10-29 2012-12-26 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法 WO2014068800A1 (ja)

Priority Applications (5)

Application Number Priority Date Filing Date Title
EP12887510.1A EP2913826B1 (en) 2012-10-29 2012-12-26 Method for eliminating radioactive cesium and method for producing burned product
KR1020157001651A KR102004580B1 (ko) 2012-10-29 2012-12-26 방사성 세슘의 제거 방법 및 소성물의 제조 방법
JP2014544206A JPWO2014068800A1 (ja) 2012-10-29 2012-12-26 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
CA2889738A CA2889738A1 (en) 2012-10-29 2012-12-26 Method for eliminating radioactive cesium and method for producing burned product
CN201280076693.1A CN104769679B (zh) 2012-10-29 2012-12-26 放射性铯的除去方法及煅烧物的制造方法

Applications Claiming Priority (2)

Application Number Priority Date Filing Date Title
JPPCT/JP2012/077909 2012-10-29
PCT/JP2012/077909 WO2014068643A1 (ja) 2012-10-29 2012-10-29 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法

Publications (1)

Publication Number Publication Date
WO2014068800A1 true WO2014068800A1 (ja) 2014-05-08

Family

ID=50626623

Family Applications (2)

Application Number Title Priority Date Filing Date
PCT/JP2012/077909 WO2014068643A1 (ja) 2012-10-29 2012-10-29 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
PCT/JP2012/083594 WO2014068800A1 (ja) 2012-10-29 2012-12-26 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法

Family Applications Before (1)

Application Number Title Priority Date Filing Date
PCT/JP2012/077909 WO2014068643A1 (ja) 2012-10-29 2012-10-29 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法

Country Status (6)

Country Link
EP (1) EP2913826B1 (ja)
JP (3) JPWO2014068800A1 (ja)
KR (1) KR102004580B1 (ja)
CN (1) CN104769679B (ja)
CA (1) CA2889738A1 (ja)
WO (2) WO2014068643A1 (ja)

Cited By (2)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JP5872092B1 (ja) * 2015-06-23 2016-03-01 株式会社神鋼環境ソリューション 放射性物質除去方法及び放射性物質除去システム
JP5875721B1 (ja) * 2015-02-26 2016-03-02 株式会社神鋼環境ソリューション 放射性セシウム除去方法及び放射性セシウム除去システム

Families Citing this family (3)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JP6602822B2 (ja) * 2017-07-14 2019-11-06 日立造船株式会社 放射性セシウムの除去方法および処理施設
CN108417286B (zh) * 2018-03-14 2020-11-27 清华大学 一种浸泡制备模拟铯榴石源芯的方法
CN109111108A (zh) * 2018-10-22 2019-01-01 深圳市优力凯环保生物技术有限公司 一种改善土壤的发泡玻璃材料及其制备方法

Citations (3)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JPH05157897A (ja) 1991-12-04 1993-06-25 Sumitomo Metal Ind Ltd 放射性廃棄物の処理方法
JP2003315499A (ja) * 2002-04-26 2003-11-06 Mitsubishi Heavy Ind Ltd イオン交換樹脂の処理方法およびその装置
JP2004037458A (ja) * 2002-06-19 2004-02-05 Technip France 金属ナトリウムをガラス形態で固定化する方法

Family Cites Families (19)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
DK153320C (da) * 1976-08-20 1988-11-14 Tashkent Ni I Pi Stroitel Cement og fremgangsmaade til fremstilling heraf
SE8304278L (sv) * 1983-08-04 1985-02-05 Studsvik Energiteknik Ab Forfarande for behandling av anvend, radioaktiv, organisk jonbytarmassa
JPS60142297A (ja) * 1983-12-28 1985-07-27 大同特殊鋼株式会社 放射線性廃棄物の処理方法
JPH071319B2 (ja) * 1987-01-30 1995-01-11 財団法人電力中央研究所 放射性廃棄物焼却炉における放射能の蓄積低減化方法
JP3024416B2 (ja) * 1993-02-08 2000-03-21 株式会社日立製作所 放射性廃棄物の処理方法
CN100427425C (zh) * 2002-03-22 2008-10-22 太平洋水泥株式会社 水泥混合料
JP2004292198A (ja) * 2003-03-26 2004-10-21 Taiheiyo Cement Corp コンクリート用粗骨材およびコンクリート
JP4403240B2 (ja) * 2004-03-04 2010-01-27 隆行 渡辺 低レベル放射性イオン交換樹脂の廃棄処理方法
JP4471110B2 (ja) * 2005-02-25 2010-06-02 清水建設株式会社 放射化コンクリートのリサイクル処理方法
JP2006348176A (ja) * 2005-06-16 2006-12-28 Daiei Kogyo:Kk 固化材
JP2008273993A (ja) * 2006-08-09 2008-11-13 Ts Solution Inc 重金属溶出抑制剤と重金属溶出抑止工法。
KR101482530B1 (ko) * 2006-10-24 2015-01-21 다이헤이요 세멘토 가부시키가이샤 시멘트 클링커 및 시멘트
JP2009132564A (ja) * 2007-11-30 2009-06-18 Taiheiyo Material Kk 人工骨材の製造方法
JP2009172495A (ja) * 2008-01-23 2009-08-06 Mhi Environment Engineering Co Ltd 重金属類含有物質の焙焼処理方法及び焙焼設備
JP2010168256A (ja) * 2009-01-26 2010-08-05 Taiheiyo Cement Corp セメント添加材及びセメント組成物
FR2943835B1 (fr) * 2009-03-31 2011-04-29 Onectra Procede de conditionnement de dechets radioactifs sous forme de roche synthetique
JP2013076690A (ja) * 2011-09-13 2013-04-25 Taiheiyo Cement Corp 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
JP5159971B1 (ja) * 2011-09-15 2013-03-13 太平洋セメント株式会社 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
JP5896836B2 (ja) * 2011-09-30 2016-03-30 太平洋セメント株式会社 焼成物の製造方法

Patent Citations (3)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JPH05157897A (ja) 1991-12-04 1993-06-25 Sumitomo Metal Ind Ltd 放射性廃棄物の処理方法
JP2003315499A (ja) * 2002-04-26 2003-11-06 Mitsubishi Heavy Ind Ltd イオン交換樹脂の処理方法およびその装置
JP2004037458A (ja) * 2002-06-19 2004-02-05 Technip France 金属ナトリウムをガラス形態で固定化する方法

Cited By (2)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JP5875721B1 (ja) * 2015-02-26 2016-03-02 株式会社神鋼環境ソリューション 放射性セシウム除去方法及び放射性セシウム除去システム
JP5872092B1 (ja) * 2015-06-23 2016-03-01 株式会社神鋼環境ソリューション 放射性物質除去方法及び放射性物質除去システム

Also Published As

Publication number Publication date
JP6243484B2 (ja) 2017-12-06
JPWO2014068800A1 (ja) 2016-09-08
CN104769679A (zh) 2015-07-08
CN104769679B (zh) 2017-06-06
WO2014068643A1 (ja) 2014-05-08
CA2889738A1 (en) 2014-05-08
JP2016224055A (ja) 2016-12-28
EP2913826A4 (en) 2016-05-18
JP2016191716A (ja) 2016-11-10
KR102004580B1 (ko) 2019-07-26
KR20150079546A (ko) 2015-07-08
EP2913826A1 (en) 2015-09-02
EP2913826B1 (en) 2020-06-17
JP6628282B2 (ja) 2020-01-08

Similar Documents

Publication Publication Date Title
JP5159971B1 (ja) 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
JP5896836B2 (ja) 焼成物の製造方法
JP6243484B2 (ja) 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
JP2013122449A (ja) 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
JP2013104824A (ja) 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
JP2013076690A (ja) 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
JP6091183B2 (ja) 放射性セシウムの除去方法、及び、焼成物の製造方法
TW512077B (en) Detoxification treatment process of incineration ash by diffusing and decomposing incineration ash atoms and equipment for the same process
TWI559329B (zh) A method for removing radioactive cesium, and a method for producing a calcined product
JP5677608B1 (ja) 放射性セシウムの除去方法
JP6584344B2 (ja) 放射性セシウムの除去方法及び除去装置並びに建築資材の製造方法及び製造装置
JP2003012355A (ja) 人工骨材の製造方法
JPH08301641A (ja) 人工軽量骨材の製造方法
US6416251B1 (en) Process for the stabilization of soluble chromium contaminated solid by down draft sintering
JP6957368B2 (ja) 放射性セシウムの除去方法
JP2007308310A (ja) 鉛ガラスの無害化を伴う無機質固化体の製造方法
JP2016145728A (ja) 放射性セシウムの除去方法及び分離促進剤含有スラリー
JP5923362B2 (ja) 放射能汚染物の処理方法
JP5677610B1 (ja) 放射性セシウムの分離促進剤
JP5955653B2 (ja) 焼成物の六価クロム溶出量低減方法及び焼成物の製造方法
JP6002495B2 (ja) 土工材料
JP2017181029A (ja) 放射性セシウムの除去方法及び除去装置
JP6754341B2 (ja) 放射性セシウム分離濃縮方法及び放射性セシウム分離濃縮装置
JP6656962B2 (ja) 焼成物の製造方法
JP2004306012A (ja) 重金属を含む土壌の処理方法

Legal Events

Date Code Title Description
121 Ep: the epo has been informed by wipo that ep was designated in this application

Ref document number: 12887510

Country of ref document: EP

Kind code of ref document: A1

ENP Entry into the national phase

Ref document number: 2014544206

Country of ref document: JP

Kind code of ref document: A

ENP Entry into the national phase

Ref document number: 20157001651

Country of ref document: KR

Kind code of ref document: A

ENP Entry into the national phase

Ref document number: 2889738

Country of ref document: CA

NENP Non-entry into the national phase

Ref country code: DE

REEP Request for entry into the european phase

Ref document number: 2012887510

Country of ref document: EP

WWE Wipo information: entry into national phase

Ref document number: 2012887510

Country of ref document: EP