地層処分研究開発第 2 次取りまとめにおける緩衝...

JNC TN8400 99-072

地層処分研究開発第 2次取りまとめにおける緩衝材への放射性元素の分配係数の設定

（研究報告）

東海事業所

１９９９年１１月

核燃料サイクル開発機構

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核燃料サイクル開発機構

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© 核燃料サイクル開発機構 (Japan Nuclear Cycle Development Institute) 1999

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JNC TN8400 99-072 1999年 11月

地層処分研究開発第 2次取りまとめにおける緩衝材への放射性元素の分配係数の設定

（研究報告）

柴田雅博*，佐藤治夫* 小田治恵*，油井三和*

要旨本研究は，「地層処分研究開発第 2次取りまとめ」の安全評価における評価対象元素に対して，安全評価で用いるべき緩衝材への核種の分配係数の設定を行ったものである。評価対象元素は，

Se，Zr，Nb，Tc，Pd，Sn，Cs，Sm，Pb，Ra，Ac，Th，Pa，U，Np，Pu，Am および Cmの 18元素である。分配係数の設定においては，圧縮ベントナイトにおける実測値を重視するとの観点から，圧

縮ベントナイトを用いて測定された見かけの拡散係数から導出される値を用いることを基本と

した。見かけの拡散係数から分配係数を導出するためには，実効拡散係数が必要となるが，多

くの元素については実効拡散係数の実測値が存在しないため，緩衝材間隙水中でのイオンの存

在形態等を考慮し，Csに対しては Csの実測値を，Seについては陰イオンのアナログとして Iの実測値を用い，他の元素については HTO の値を用いることとした。設定に用いる見かけの拡散係数は，酸化還元に鋭敏な元素については，還元性の処分環境に対しては，類似した還元

条件下で測定されたデータのみを用いることとした。分配係数の設定にあたっては，元素毎に拡散データの調査を行い，導出される値の傾向性や

ばらつきを考慮した上で，緩衝材仕様に対して保守的となる値を選定した。また，バッチ収着試験データの値とバッチ収着試験データから認められるイオン強度や温度

に対する傾向を把握し，分配係数の間隙水水質依存性等を考慮した補正を行なうことで，与え

られた 4種類の間隙水に対する分配係数の設定を行った。さらに，一部の元素に対しては，収着メカニズムを考慮したモデルを用いて，設定値の妥当

性について検討を行った。 * 東海事業所環境保全・研究開発センター処分研究部

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JNC TN8400 99-072 November, 1999

Distribution coefficients for Buffer Material for the Safety Assessment in the Second Progress Report

of the Geological Disposal of High-level Radioactive Waste

(Research Document)

Masahiro Shibata*, Haruo Sato*, Chie Oda*, and Mikazu Yui*,

Abstract

In this research, the distribution coefficients (Kds) of the radionuclides were determined for the buffer material to be used in the safety assessment of the “Second Progress Report on Research and Development for the Geological Disposal of HLW in Japan”. The 18 elements (i.e. Se, Zr, Nb, Tc, Pd, Sn, Cs, Sm, Pb, Ra, Ac, Th, Pa, U, Np, Pu, Am, and Cm) are evaluated.

In the setting of the Kd, basically Kd derived from the apparent diffusion coefficient (Da) is adopted because Da is measured by using compacted bentonite. In the derivation of Kd from Da, effective diffusion coefficient (De) is needed, however measured De value is limited. Therefore, considering the speciation and ionic charge in the expected porewater composition, De of HTO is generally used, however, for Cs, the measured De value of Cs, and for Se, the De value of iodine as analog of anion were used respectively. For the redox sensitive elements, experimental data conducted under reducing conditions are only used for the reducing disposal environments.

For each element, Da data were reviewed, then conservative Kd value derived from Da was selected considering the variations. The Kd data obtained batch experiments were also reviewed and correlation with environmental conditions, such as ionic strength, were discussed, and it is reflected to the correction of Kd for saline porewater.

For some elements, Kd values derived from mechanistic sorption model were also discussed. * Waste Isolation Research Division, Tokai Works

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目次

1. はじめに··········································································································· 1 2. 緩衝材中での核種の移行 ····················································································· 2 3. 分配係数··········································································································· 4

3.1 定義 ············································································································ 4 3.2 導出方法······································································································ 4 3.3 圧縮ベントナイトに対する分配係数設定の基本的考え方 ······································ 7

4. 評価方法··········································································································· 9 4.1 評価対象元素································································································ 9 4.2 評価対象緩衝材間隙水···················································································· 9 4.3 評価対象緩衝材仕様····················································································· 11 4.4 評価対象緩衝材温度····················································································· 11 4.5 分配係数設定方法························································································ 11

5. 各元素に対する分配係数の設定 ·········································································· 16 5.1 セレン（Se） ····························································································· 16 5.2 ジルコニウム（Zr）····················································································· 20 5.3 ニオブ（Nb）····························································································· 24 5.4 テクネチウム（Tc）····················································································· 28 5.5 パラジウム（Pd） ······················································································· 36 5.6 スズ（Sn） ································································································ 40 5.7 セシウム（Cs） ·························································································· 44 5.8 サマリウム（Sm） ······················································································ 53 5.9 鉛（Pb） ··································································································· 58 5.10 ラジウム（Ra） ························································································ 62 5.11 アクチニウム（Ac）··················································································· 67 5.12 トリウム（Th） ························································································ 68 5.13 プロトアクチニウム（Pa） ········································································· 69 5.14 ウラン（U）····························································································· 70 5.15 ネプツニウム（Np） ·················································································· 80 5.16 プルトニウム（Pu） ·················································································· 87 5.17 アメリシウム（Am） ················································································· 91 5.18 キュリウム（Cm） ···················································································· 97

6. 分配係数設定におけるケイ砂混合の影響 ······························································ 98 7. 収着モデルによる分配係数の推定 ······································································ 101

7.1 計算条件··································································································· 101 7.1.1 収着モデル ·························································································· 101 7.1.2 環境条件 ····························································································· 103

7.2 計算結果と考察·························································································· 104 8. おわりに········································································································ 107

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tokai

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謝辞 ··················································································································· 109 参考文献 ············································································································· 110 Appendixes

Appendix-1 拡散実験における溶存化学種の推定············································ 付－1(1) Appendix-2 モデル変更ケースに対応した密度の低下した緩衝材に対する

分配係数の設定·········································· 付－2(1) Appendix-3 オーバーパックの早期破損を仮定した変動シナリオケースに対応した

緩衝材に対する Srの分配係数の設定············· 付－3(1) Appendix-4 モデル変更ケースに対応した腐食生成物に対する

分配係数の設定·········································· 付－4(1) Appendix-5 確率論的安全評価のための緩衝材の分配係数値に

対する幅の設定·········································· 付－5(1)

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図目次図 2.1 遅延のメカニズムに関する概念図 ······································································· 3 図 3.1 透過拡散試験セルの例 ······················································································ 6 図 3.2 透過拡散試験データの概念図 ············································································· 6 図 3.3 濃度プロファイル法試験セルの例（in-diffusion 法）············································· 6 図 4.1 緩衝材への放射性元素の分配係数設定フロー ······················································ 13 図 5.2.1 拡散係数から導出されるジルコニウムの分配係数·············································· 23 図 5.4.1 拡散係数から導出される還元条件下でのテクネチウムの分配係数························· 34 図 5.5.1 拡散係数から導出されるパラジウムの分配係数················································· 39 図 5.7.1 セシウムに対するベントナイト中の見かけの拡散係数········································ 50 図 5.7.2 拡散係数から導出されるセシウムの分配係数···················································· 51 図 5.7.3 ばらつきを考慮したセシウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性······················ 51 図 5.7.4 イオン強度の違いによる Csの分配係数の違い·················································· 52 図 5.8.1 拡散係数から導出されるサマリウムの分配係数················································· 56 図 5.8.2 ばらつきを考慮したサマリウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性··················· 57 図 5.10.1 拡散係数から導出されるラジウムの分配係数 ·················································· 65 図 5.10.2 ばらつきを考慮したラジウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性 ···················· 66 図 5.14.1 大気条件下でのウランに対するベントナイト中の見かけの拡散係数 ···················· 74 図 5.14.2 還元条件下でのウランに対するベントナイト中の見かけの拡散係数 ···················· 77 図 5.14.3 拡散係数から導出される還元条件下でのウランの分配係数 ································ 78 図 5.14.4 拡散係数から導出される大気条件下でのウランの分配係数 ································ 79 図 5.15.1 拡散係数から導出される還元条件下でのネプツニウムの分配係数 ······················· 85 図 5.15.2 拡散係数から導出される大気条件下でのネプツニウムの分配係数 ······················· 86 図 5.17.1 拡散係数から導出されるアメリシウムの分配係数 ············································ 95 図 5.17.2 ばらつきを考慮したアメリシウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性·············· 96 図 6.1 実効拡散係数のケイ砂混合率依存性 ·································································· 99 図 6.2 見かけの拡散係数のケイ砂混合率依存性(Cs，Se) ··············································· 100 図 6.3 見かけの拡散係数のケイ砂混合率依存性(U，Fe) ················································ 100 図 A1-1 ベントナイト－水反応液中の硫酸濃度の時間，固液比依存性······················· 付－1(4) 図 A1-2 硫酸濃度実測値および計算値の時間および固液比依存性·······························付－1(5) 図 A3-1 ストロンチウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性 ··································付－3(3) 図 A3-2 拡散係数から導出されるストロンチウムの分配係数 ·····································付－3(3) 図 A5-1 分配係数の最大値最小値の設定基本手順（例） ···········································付－5(2)

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表目次表 4.1 本報告書における評価対象間隙水組成（小田ほか，1999より） ···························· 10 表 5.1.1 低酸素条件でのセレンの見かけの拡散係数測定値(Sato et al.,1995) ····················· 18 表 5.1.2 還元条件でのセレンの見かけの拡散係数測定値(佐藤，1997) ······························ 18 表 5.1.3 拡散係数から導出される還元条件下でのセレンの分配係数 ································· 19 表 5.1.4 拡散係数から導出される低酸素条件下でのセレンの分配係数 ······························ 19 表 5.2.1 ジルコニウムの見かけの拡散係数測定値(Sato et al.,1995；佐藤，1998)··············· 22 表 5.2.2 拡散係数から導出されるジルコニウムの分配係数 ············································· 23 表 5.3.1 ニオブの見かけの拡散係数測定値(嶺ほか，1999) ············································· 26 表 5.3.2 拡散係数から導出されるニオブの分配係数 ······················································ 27 表 5.4.1 大気雰囲気でのテクネチウムの見かけの拡散係数測定値

(佐藤・澁谷，1994；佐藤，1997)····························· 31 表 5.4.2 大気雰囲気でのテクネチウムの見かけの拡散係数測定値(Kuroda et al.,1997) ········ 31 表 5.4.3 還元条件でのテクネチウムの見かけの拡散係数測定値(加藤ほか，1999) ··············· 32 表 5.4.4 還元条件でのテクネチウムの見かけの拡散係数測定値(Kuroda et al.,1997) ··········· 33 表 5.4.5 拡散係数から導出される還元条件下でのテクネチウムの分配係数························ 34 表 5.4.6 拡散係数から導出される大気条件下でのテクネチウムの分配係数························ 35 表 5.5.1 パラジウムの見かけの拡散係数測定値(Tachi et al.,1999a) ································· 38 表 5.5.2 拡散係数から導出されるパラジウムの分配係数 ················································ 39 表 5.6.1 スズの見かけの拡散係数測定値(小田ほか，1999b)············································ 42 表 5.6.2 拡散係数から導出されるスズの分配係数 ························································· 43 表 5.7.1 セシウムの見かけの拡散係数測定値(佐藤・澁谷，1994；佐藤，1997)·················· 48 表 5.7.2 セシウムの見かけの拡散係数測定値(Idemitsu et al.,1998) ································· 48 表 5.7.3 セシウムの見かけの拡散係数測定値(with Carbon Steel)(Idemitsu et al.,1998) ······ 49 表 5.7.4 拡散係数から導出されるセシウムの分配係数 ··················································· 50 表 5.8.1 サマリウムの見かけの拡散係数測定値(Sato et al.,1997) ···································· 55 表 5.8.2 拡散係数から導出されるサマリウムの分配係数 ················································ 56 表 5.9.1 ニッケルの見かけの拡散係数測定値(Sato and Yui,1997) ··································· 60 表 5.9.2 ニッケルの見かけの拡散係数測定値(Sato,1999b)·············································· 60 表 5.9.3 拡散係数から導出されるニッケルの分配係数 ··················································· 61 表 5.10.1 ラジウムの見かけの拡散係数測定値(Tachi et al.,1999b)··································· 64 表 5.10.2 拡散係数から導出されるラジウムの分配係数 ················································· 65 表 5.14.1 大気雰囲気でのウランの見かけの拡散係数測定値(Idemitsu et al.,1994) ············· 73 表 5.14.2 大気雰囲気でのウランの見かけの拡散係数測定値(Idemitsu et al.,1996) ············· 73 表 5.14.3 大気雰囲気でのウランの見かけの拡散係数測定値(Tsukamoto et al.,1995) ·········· 73 表 5.14.4 還元条件でのウランの見かけの拡散係数測定値(Idemitsu et al.,1994) ················ 75 表 5.14.5 還元条件でのウランの見かけの拡散係数測定値(Idemitsu et al.,1996) ················ 75

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表 5.14.6 還元条件でのウランの見かけの拡散係数測定値(加藤ほか，1999)······················· 76 表 5.14.7 拡散係数から導出される還元条件下でのウランの分配係数 ······························· 78 表 5.14.8 拡散係数から導出される大気条件下でのウランの分配係数 ······························· 79 表 5.15.1 大気雰囲気でのネプツニウムの見かけの拡散係数測定値

(佐藤・澁谷，1994；佐藤，1997) ··························· 83 表 5.15.2 大気雰囲気でのネプツニウムの見かけの拡散係数測定値(Tsukamoto et al.,1994) · 83 表 5.15.3 還元条件でのネプツニウムの見かけの拡散係数測定値(加藤ほか，1999) ············· 84 表 5.15.4 拡散係数から導出される還元条件下でのネプツニウムの分配係数 ······················ 85 表 5.15.5 拡散係数から導出される大気条件下でのネプツニウムの分配係数 ······················ 86 表 5.16.1 大気雰囲気でのプルトニウムの見かけの拡散係数測定値(舘ほか，1999) ············· 89 表 5.16.2 大気雰囲気でのプルトニウムの見かけの拡散係数測定値(Tsukamoto et al.,1995) · 89 表 5.16.3 拡散係数から導出されるプルトニウムの分配係数 ··········································· 90 表 5.17.1 大気雰囲気でのアメリシウムの見かけの拡散係数測定値

(佐藤・澁谷，1994；佐藤，1997)·························· 94 表 5.17.2 拡散係数から導出されるアメリシウムの分配係数 ··········································· 95 表 7.1 収着モデルパラメータ·················································································· 103 表 7.2 Csの分配係数計算結果 ················································································· 104 表 7.3 Raの分配係数計算結果················································································· 104 表 7.4 Pbの分配係数計算結果 ················································································· 104 表 7.5 Amの分配係数計算結果················································································ 105 表 7.6 拡散試験結果に基づく設定値と本計算結果の比較 ············································· 105 表 8.1 緩衝材に対する分配係数設定値一覧································································ 107 表 A1-1 拡散実験条件（大気下条件：室温） ······················································· 付－1(2) 表 A1-2拡散実験条件（雰囲気制御下条件，室温） ··············································· 付－1(2) 表 A1-3-(1) 大気下における拡散実験条件での間隙水化学と核種の化学種－蒸留水を用いた実験－·························· 付－1(7) 表 A1-3-(2) 大気下における拡散実験条件での間隙水化学と核種の化学種－3%NaCl溶液を用いた実験－ ················ 付－1(8) 表 A1-4 大気下における拡散実験条件での間隙水化学と核種の化学種－間隙水の酸化状態を考慮した場合－ ······· 付－1(9) 表 A1-5 低酸素濃度における拡散実験条件での間隙水科学と核種の化学種 ·············· 付－1(10) 表 A1-6-(1) 実験条件と処分環境条件での化学種計算結果の比較－閉鎖系の場合－·· 付－1(11) 表 A1-6-(2) 実験条件と処分環境条件での化学種計算結果の比較

－大気開放系(大気平衡)の場合－············· 付－1(12) 表 A.3-1 ストロンチウムの見かけの拡散係数測定値(Idemitsu et al.,，1998) ············ 付－3(2) 表 A3.2 拡散係数から導出されるストロンチウムの分配係数 ·································· 付－3(3) 表 A4-1 オーバーパック腐食生成物に対する分配係数設定値一覧 ···························· 付－4(7) 表 A5-1確率論的安全評価のための緩衝材に対する分配係数の幅····························· 付－5(3)

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１．はじめに

高レベル放射性廃棄物の地層処分システムの安全評価では，地下水により放射性物質が

処分場から人間環境に運ばれる可能性を考慮したシナリオ（地下水シナリオ）に基づく評

価が行われる。すなわち，地下水が人工バリアを構成する緩衝材中に浸入し，オーバーパ

ックの機能喪失後，地下水はガラス固化体に到り，ガラスの溶解が起こる。ガラスから溶

出した放射性元素は，緩衝材中，地層中を移行し，生物圏に到達するというものである。

この評価シナリオにおいて，緩衝材には核種の移行を遅延する機能が期待されている。本

報告は，地下水シナリオに基づいた核種移行解析において，緩衝材の収着による遅延を記

述するパラメータである分配係数の設定について検討を行うものである。

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２．緩衝材中での核種の移行

緩衝材に期待される様々な機能を全般にわたって比較的満足し得る材料として，圧縮ベ

ントナイトが有力な緩衝材候補材料として考えられてきた（たとえば，Pusch，1983；動

力炉・核燃料開発事業団，1992）。第２次取りまとめにおいても，Na 型ベントナイトを

主成分とする材料を圧縮成型したものを緩衝材として用いることが考えられている。ベン

トナイトを主成分とする緩衝材は，その主成分鉱物であるスメクタイトの性質により，地

下水で飽和した後は，非常に微細な間隙構造を持つ。スメクタイトは層状のアルミノケイ

酸鉱物であり，約 10Å の厚さのアルミノケイ酸塩の単位層が，数枚から 20 枚程度の積層

したものが粒子の基本単位であると考えられている。この約 10Åの厚さの単位層の層間に，

数 Åの空間が存在し，ここに交換性の陽イオンと水分子が存在する。この層間は水分子の

浸入により膨張する。その結果，スメクタイト以外の鉱物粒子間はスメクタイトによって

充填され，高密度に圧密されたベントナイトでは粒子間の間隙は限られた体積にとどまる

ものと考えられている（Pusch, 1986；Pusch et al., 1990）。溶質は，スメクタイトの積層

した粒子の外側の空隙（external water）（Muurinen，1994）あるいはスメクタイトの層

間（Kozaki et al.，1998）を移行するものと考えられている。移行経路は，溶存化学種の

サイズや電荷等にも依存するものと考えられるが，詳細なメカニズムについては未だ明か

ではなく，議論のあるところである（例えば，Kozaki et al.，1998）。しかしながら，核

種移行評価の観点からは，ベントナイトは均質な多孔質媒体として考えることが可能であ

り，ベントナイトの持つ低い透水性により溶質は拡散支配で移行すると考えられる（たと

えば，吉田ほか，1998）。

核種が緩衝材中を拡散で移行する際には，空隙構造による移行経路，および溶存化学種

と緩衝材材料の表面との相互作用により遅延が起こる。Mckinley and Alexander（1992）

によれば，核種の地質媒体による遅延のメカニズムは以下のように整理されている；

a) 死間隙（dead-end pore）への拡散，b) 分子ふるいおよびイオン排斥，c) 物理吸着，イ

オン交換，鉱物化，（表面錯体反応もこの分類に含まれる），および d) 共沈を含む沈殿。

図 2.1 に遅延現象の概念図を示す。なお，圧縮ベントナイトにおける死間隙の影響につい

ては，Kato et al.（1995）が，トリチウム水を用いた拡散試験から求めた間隙率が理論的

な値と等しいことから，圧縮ベントナイトにおいては全間隙が移行に寄与しており，死間

隙の影響は無視できると結論している。

これらの遅延現象は，溶液から溶質が取り去られる現象と，移行の抵抗による現象に大

別される。本来，分配係数で取り扱う現象は，前者のうちの“収着”に起因するべきもの

である。上記の現象の内，溶液中の溶質が溶液中から取り去られる現象は c) および d) で

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ある。しかしながら，c) のうち鉱物化については，平衡に到る時間が他の反応と極端に異

なること，固体自体の変化を伴う反応であることから，他の収着平衡の概念とは異なる。

また，d) の沈殿については，固相への収着とは明らかに異なる概念であると考える。し

たがって，鉱物化を含まない c) の現象が，本来，分配係数として議論されるべきもので

ある。

ちなみに，IAEA（1988）では，収着（sorption）とは，固体の孔内および表面で起こる

反応を示す広義の言葉で，吸収（absorption：固体の空隙内で起こる反応で，吸収能力は

固体の体積に比例する）と，吸着（adsorption：固体の表面で起こる反応で，吸収能力は

固体の有効表面積に比例する）を区別しない（両方を含む）ものであると定義されている。

図 2.1 遅延のメカニズムに関する概念図

JNC TN8400 99-072

－3－

３．分配係数

３.１定義

分配係数(Kd)は，ある化学種（あるいは元素）が，平衡状態で 2 つの相に分割される割

合を定量的に示す値である。溶液中の溶質の固相への収着を表す際には，一般に

Kd [m3/kg] = （固相中の濃度 [mol/kg]）／（溶液中の濃度 [mol/m3]）（3.1.1）式

で定義される。

３.２導出方法

ベントナイトへの適応が可能な分配係数(Kd)の測定方法について，代表的な方法を以下

に紹介する。

—バッチ収着試験—

バッチ試験とは，固体試料（多くの場合は適当な粒度に粉砕する）を溶液に浸漬し，溶

液中の着目する溶質が，固相に収着する量を測定する実験手法である。固相添加前の溶質

初期濃度（C0）と平衡後の溶質濃度（Ceq）から，下式に従って Kdを導出することができ

る。

KdC0 Ceq

Ceq

Vm （3.2.1）式

ここで，

Ｖ：溶液の体積[m3]，

m：固体の質量[kg]

バッチ試験方法の特徴として，作業が比較的簡便であること，溶液条件が任意に設定で

きること等の利点がある。ただし，初期濃度を溶解度以下で実施する必要があるので，注

目する元素の溶解度が低い条件では測定が困難である。また，器壁への収着の評価や固液

分離方法の選択等に留意が必要である。

—拡散試験—

・透過拡散試験

固体試料を透過してくる溶質の量（フラックス）を測定する試験。図 3.1 に装置の一例

を示す。試料の一方の面を溶質を含む溶液（トレーサセル内溶液）に，他方の面を溶質を

含まない溶液（測定セル内溶液）に接触させ，測定セル内の溶液中の溶質濃度変化を測定

する。溶質の破過が起き，十分時間経過すると，測定セルの濃度の時間変化が一定（定

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－4－

常）となる（ただし，両セル間の濃度勾配の変化が無視できる条件が必要）。図 3.2 に得

られるデータの概念図を示す。このときの測定セル内の溶質の濃度変化の直線の傾きから

実効拡散係数*1（De）が求められる。この直線を下方に外挿し，時間軸と交わる点の値か

ら下式に従い保持因子αが求められ，これから分配係数（Kd）が求められる。

T1L2

6De （3.2.2）式

Kd （3.2.3）式

ここで，

T1 ：破過曲線の直線部分の時間軸切片 [s]

L ：拡散媒体の長さ[m]

De ：実効拡散係数 [m2 s-1]

：間隙率 [-]

：乾燥密度 [kg m-3]

なお，この方法で求められる Kd は，破過曲線の直線部分の傾きのわずかな変化に大き

く影響を受けるため，精度の高い破過曲線を得ることが求められる。また，一般に，両セ

ル間の濃度勾配を十分に大きくするために，トレーサーセルの溶質濃度を高くすることが

多いため，トレーサーセル近傍では，分配係数に溶質濃度依存性が起きる非線形領域での

吸着となっている可能性があること等に留意する必要がある。

・濃度プロファイル法

拡散による物質の移動が定常になる前の段階で，媒体中の濃度プロファイルから見かけ

の拡散係数*2（Da）を導出する方法である。図 3.3 に装置の一例を示す。類似の試験方法

はいくつかあり，Yu and Neretnieks（1997），Sato（1999a）などに整理されている。

プロファイルの解析においては，拡散源の濃度が一定の場合と，塗布したトレーサーの全

量が間隙水中で溶解し移行している場合で，用いるべき解析解が異なる（たとえば，佐藤，

1998）ので留意する必要がある。

*1 拡散に関するフィックの第 1法則に基づいて記述される定常状態における拡散係数。間隙水中の濃度

勾配との積で，単位面積単位時間当たりの溶質の通過量を表す。 *2拡散に関するフィックの第2法則に基づいて記述される非定常における拡散係数。媒体に対する溶質の

吸着などの物理化学的遅延現象の影響を含む。

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－5－

フィルターホルダー

サンプルホルダー

焼結金属フィルター

金属サポート

ベントナイト試料アクリル製拡散セル

サンプリングポート

φ20mmトレーサーセル

100ml

測定セル

100ml

φ20mm

20mm

ベントナイト試料

シリコンＯリング

トレーサー溶液ステンレス製拡散カラム

測定セル中の溶質濃度

時間

T1

図 3.2 透過拡散試験データの概念図

図 3.1 透過拡散試験セルの例

図 3.3 濃度プロファイル法試験セルの例（in-diffusion 法）

JNC TN8400 99-072

－6－

濃度プロファイル法のデータから直接 Kd を求めることはできないが，Da は下式のと

おり記述されることから，対応するDeの実測値が存在するか，あるいは適切なDeの推定

が可能であれば，Kdを導出することが可能である。

DaDe

Kd （3.2.4）式

ここで，

Da ：見かけの拡散係数 [m2 s-1]


Kd ：分配係数 [m3 kg-1]

：間隙率 [-]


３.３圧縮ベントナイトに対する分配係数設定の基本的考え方

前述のように，実験的には分配係数の測定には大きく 2 通りの方法がある。固液への溶

質の分配を記述するという本来の定義に従えば，バッチ法による測定がその概念に近いも

のがある。しかしながら，希薄な懸濁液の状態での液中溶質濃度を測定するバッチ試験に

おける液体と固体の概念が，圧縮ベントナイト中で想定される数 Å程度の層間の水分子と

それに隣接する固相表面の関係を代表しているとは考えにくい。また，ベントナイトに吸

着している水は，固相表面の影響を受け，蒸気圧は通常の水に比べて低く，自由水と比べ

て活量の低い状態になっている（Torikai，1996）といった報告がある。これらの事を考察

し，実験環境と処分環境の等価性の観点から，バッチ法で得られた分配係数を圧縮ベント

ナイトに適応することが疑問視されている（杤山ほか，1998）。

核種移行評価における分配係数の設定において，バッチから求められる分配係数と拡散

から求められる分配係数の取り扱いについては，スイス Kristallin-1（Nagra，1994）に

おける分配係数の設定（Stenhouse，1995）においても議論されている。Stenhouse

（1995）においては，見かけの拡散係数(Da)から導出した分配係数は，導出に用いる実効

拡散係数(De)の値に依存すること，拡散から導出した分配係数はバッチから導出した値と

は一致しない場合が多く，バッチより著しく小さい値となる場合があること，等を見いだ

している。最終的に彼らは，バッチ法による値から分配係数を設定しているが，拡散実験

から得られる値を参考に，一部の元素（Sr,Cs,Pb,Ra）に対しては，バッチ試験から得られ

た分配係数を 100分の１にするという操作をしている。

緩衝材中の核種移行解析においては，“間隙水中の核種の拡散係数(Dp)（＝実効拡散係

数(De)を間隙率( )で除した値）”と“分配係数(Kd)”の２つが重要な入力パラメータとな

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－7－

る。緩衝材中での遅延を伴う移行現象を正しく記述するためには，整合のとれた２つの値

を設定することが重要と考える。Stenhouse（1995）の検討結果は，独立に設定した実効

拡散係数と分配係数では，実際の圧縮ベントナイト中の遅延を伴う拡散（見かけの拡散係

数）を適切に表現できていないことを示している。

一方，見かけの拡散係数に関する報告は，バッチ試験方法による分配係数に関する報告

に比べて著しく少ないこと，拡散実験条件での間隙水組成と処分環境条件での間隙水組成

とが必ずしも一致しないことなど，拡散係数から分配係数を設定することに対する問題点

があることも認識する必要がある。

本報告においては，以上の議論を踏まえ，1) 自由水とベントナイト間隙水の水の存在

状態の違いを重視する，2) 圧縮ベントナイトで実際に測定されている遅延現象を含む値

を重視する，および 3) 核種移行評価で設定される実効拡散係数と矛盾の無い分配係数値

を設定する，との観点から拡散試験に基づき，下式から導出される分配係数を基本として

設定値を決定することとした。

Kd1 De

Da （3.3.1）式

ここで，

Kd ：分配係数 [m3 kg-1]

Da ：見かけの拡散係数 [m2 s-1]


：間隙率 [-]


なお，具体的な設定手続きは 4.5 項に記述する。バッチ実験により報告されている分配

係数値との比較は，第５章の個別元素に対する記述の中で検討することとする。

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－8－

４．評価方法

本報告書で取り扱う評価対象および，具体的な評価手法について以下に説明する。

４.１評価対象元素

第２次取りまとめ報告書の核種移行解析では，非常に保守的な仮定を行った仮想的な井

戸水中の濃度評価の結果（石原ほか，1999）から，半減期が 1年を超える核種を評価対象

核種として選定した。この結果，下記の 18の元素が評価対象元素とされた。

Se, Zr, Nb, Tc, Pd, Sn, Cs, Sm, Pb, Ra, Ac, Th, Pa, U, Np, Pu, Am, および Cm

本報告書においては，これらの 18の元素に対する分配係数の設定を行う。

４.２評価対象緩衝材間隙水

第２次取りまとめにおける核種移行解析は，大きく「基本シナリオ解析ケース」と「変

動シナリオ解析ケース」に分類される。基本シナリオ解析ケースにおいては，以下の２種

類の地下水を設定している（Yui et al., 1999a）。

レファレンスケース地下水：降水系還元性高 pH地下水（FRHP地下水）

地質環境変更ケース地下水：海水系還元性高 pH地下水（SRHP地下水）

また，地質環境変更ケースとして，坑道の支保として低アルカリ性コンクリート（大和

田ほか，1999）の利用を考え，FRHP地下水が低アルカリ性コンクリートと接触し地下水

水質が変化するという解析ケースが設定されている。

さらに，変動シナリオ解析ケースにおいては，隆起・侵食により，処分深度が浅くなり，

処分場に地表付近の酸化性地下水が浸入することを想定して，降水系酸化性地下水

（FOHP地下水）が設定された（Yui et al., 1999a）。

これらの地下水に対して，緩衝材およびオーバーパック腐食生成物との相互作用を考慮

した熱力学平衡計算により，間隙水組成が推定された（小田ほか，1999a）。間隙水組成

の計算においては，緩衝材構成鉱物であるスメクタイトのイオン交換反応と表面酸-塩基

反応，随伴鉱物である方解石（CaCO3），玉髄（SiO2）との平衡反応，および腐食生成物

として磁鉄鉱（Fe3O4）（ただし，酸化性環境においては針鉄鉱(FeOOH)）との平衡反応

を考慮した（小田ほか，1999a）。

これらの核種移行解析のケースに対応した以下の４種類の間隙水を評価対象とした。間

隙水組成を表 4.1に示す。

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－9－

表 4.1 本報告書における評価対象間隙水組成（小田ほか，1999より）間隙水

組成(mol/l) FRHP

（レファレンスケース）

SRHP

cement-reacted FRHP

FOHP

pH

Eh [mV] (pe)

Ionic strength

Na (total)

Ca (total)

K (total)

Mg (total)

Fe (total)

Al (total)

C (total)

S (total)

B (total)

P (total)

F (total)

Br (total)

I (total)

N (total)

Cl (total)

Si (total)

8.4

-276 (-4.7)

0.026

2.8×10-2

5.3×10-5

1.2×10-4

4.2×10-6

2.0×10-9

3.4×10-7

1.6×10-2

HCO3-: 1.5×10-2

CO32-: 2.5×10-4

NaHCO3:1.8×10-4

CO2(aq): 1.3×10-4

1.1×10-4

SO42-: 1.0×10-4

HS-: 3.7×10-9

H2S: 1.3×10-10

2.9×10-4

2.9×10-6

5.4×10-5

–

2.3×10-5

NH4+: 2.1×10-5

NH3(aq): 2.4×10-6

1.5×10-5

3.4×10-4

7.8

-309 (-5.2)

0.615

5.7×10-1

1.4×10-2

3.4×10-3

1.5×10-3

2.2×10-7

3.2×10-9

2.2×10-2

CH4: 2.2×10-2

HCO3-: 3.3×10-4

NaHCO3:5.0×10-5

CaHCO3+:1.7×10-5

NaCO3-: 8.1×10-6

7.2×10-9

SO42-: 1.7×10-13

HS-: 6.6×10-9

H2S: 6.1×10-10

1.7×10-3

2.6×10-7

1.0×10-4

5.3×10-4

2.0×10-4

5.1×10-3

NH4+: 5.0×10-3

NH3(aq): 1.3×10-4

5.9×10-1

2.7×10-4

8.7

-299 (-5.1)

0.0181

2.5×10-2

4.0×10-5

1.1×10-4

3.2×10-6

5.5×10-10

3.4×10-7

9.8×10-3

HCO3-: 9.3×10-3

CO32-: 3.0×10-4

NaHCO3:9.9×10-5

NaCO3-: 8.2×10-6

1.1×10-4

SO42-: 1.0×10-4

HS-: 8.5×10-9

H2S: 1.5×10-10

2.9×10-4

2.9×10-6

5.4×10-5

–

2.3×10-5

NH4+: 1.9×10-5

NH3(aq): 4.4×10-6

1.5×10-5

3.5×10-4

8.4

480 (8.1)

0.0223

2.8×10-2

5.2×10-5

1.2×10-4

4.1×10-6

1.9×10-15

3.6×10-7

1.6×10-2

HCO3-: 1.5×10-2

CO32-: 2.5×10-4

NaHCO3:1.8×10-4

CO2(aq): 1.3×10-4

1.0×10-4

SO42-: 9.2×10-7

2.9×10-4

2.9×10-6

5.4×10-5

–

1.5×10-5

NO3-: 1.5×10-5

4.4×10-6

3.4×10-4

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－10－

基本シナリオ解析ケース

レファレンスケース：降水系還元性高 pH間隙水（FRHP間隙水）

地質環境変更ケース：海水系還元性高 pH間隙水（SRHP間隙水）

コンクリート接触 FRHP間隙水（cement reacted FRHP間隙水）

変動シナリオ解析ケース

隆起・侵食を想定したケース：降水系酸化性間隙水（FOHP間隙水）

４.３評価対象緩衝材仕様

第２次取りまとめにおいては，緩衝材として圧縮成型された Naベントナイトを利用す

ることを基本としている。一方，施工性や経済性の観点からケイ砂を混合した材料が検討

されており，緩衝材材料の一例としてベントナイト 70wt%，ケイ砂 30wt%混合，乾燥密

度 1.6Mg/m3 が設定されている。分配係数の設定におけるケイ砂混合の影響については，

６章で議論する。

また，基本シナリオ解析ケースの中のモデル変更ケースにおいて，緩衝材密度が低下し

た場合の解析を行っているが，本設定方法における分配係数の乾燥密度依存性については，

Appendix-2 において検討する。

４.４評価対象緩衝材温度

処分場での緩衝材温度は，廃棄体の発熱により，埋設初期には緩衝材内側は 100℃程度

にまで上昇するが，オーバーパックの機能喪失を仮定する埋設後 1000年には，処分場深

度等に依存するものの，60℃以下に低下している（谷口・岩佐，1999）。しかしながら，

処分環境条件での緩衝材温度は室温での試験に比べ高い温度条件となる。したがって，温

度を変化させた見かけの拡散係数に関する情報や，バッチ収着試験で認められる収着特性

の温度依存性について，個別元素毎に値の設定において，可能な範囲で検討する。

４.５分配係数設定方法

3.3 項に記述したとおり，見かけの拡散係数(Da)と実効拡散係数(De)の圧縮ベントナイ

ト実測値を基に設定する。しかしながら，元素によって，利用可能なデータの存在状態が

異なるので，データの利用可能状況に応じた場合分けが必要である。

まず，圧縮ベントナイトに蒸留水を含水させた条件での Da拡散試験から，レファレン

スケースである降水系還元性高 pH 間隙水の分配係数(Kd)を設定することとした。ただし，

この際，酸化還元に鋭敏な元素については，還元条件で取得されたデータのみを用いるこ

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－11－

ととした。図 4.1に Kdの設定の作業フローを示すとともに，以下に手続を説明する。

- 対象元素に対する圧縮ベントナイト中の Da, De ともに実測値が存在する場合：Da, De

の実測値を基に Kdの導出を行う。

- 対象元素に対する圧縮ベントナイト中の Daは存在するが，Deは存在しない場合：想定

される間隙水中での化学種が単純で，他の類似の電荷を持つ化学種の De がアナログデ

ータとして利用可能である場合には，対象元素の Daとアナログ元素の Deから Kdの導

出を行う。

- 対象元素に対する圧縮ベントナイト中の Daは存在するが，Deは存在しない場合：想定

される間隙水中での溶存化学種が複数存在するなどの理由により，適切なアナログデー

タの選定が困難である場合，あるいは溶存化学種が中性である場合には，トリチウム水

（HTO）の Deを用い，対象元素の DaとHTOの Deから Kdの導出を行う。

- 対象元素の Da が存在しない場合：間隙水中の溶存化学種等を考慮して，化学的類似性

を有する他の元素の Daを用いて議論する。あるいは，類似元素に対して設定された Kd

値をもって代用する。

- Kdの導出は，すべての Da報告値に対して行い，導出される Kd値のベントナイト乾燥

密度依存性の検討を行う。その結果，Kdの乾燥密度依存性が認められる元素については，

logDaと乾燥密度の実験式を求め，実験値のばらつきを考慮して乾燥密度 1.6 Mg/m3 で

の Da を求め， Kd を導出する。乾燥密度依存性が認められないあるいは明らかではな

い元素については，求められたKdのばらつきの中から保守的に小さなKdを選定する。

- 設定した値は，類似する環境条件でのバッチ試験から得られる Kd値との比較検討を行

う。

- さらに，拡散実験条件での間隙水組成と，処分環境条件での間隙水組成の差異が与え

る影響や，温度の影響等について考察を行う。

このフローにおいて用いられる De選定の手続は，温度補正を除き核種移行評価に用い

る De（Sato，1998）と基本的に同一のものである。結果として，レファレンスケースに

対する Kdの設定において，Da，Deともに，適切な酸化還元での圧縮ベントナイトに対

する実測値が存在する元素は Csのみである。Deに適切なアナログデータが設定できる元

素として，間隙水中での溶存化学種が１価の陰イオン（HSe-）と推定される Seについて，

他の陰イオンの De測定値の適応を検討した。その結果，Deの測定されている陰イオンの

中で最も大きな値を示すヨウ素（I-）の De測定値を用いることとした（Sato，1998）。他

の元素については，HTO の Deを用いた。

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－12－

拡散データ(Da, De) （国産ベントナイト（グニゲル V1）への信頼性の高いデータ）

Kd 値の計算に用

いられた De

温度補正

De 値の設定

Da 設定値が存在する

De 測定値が存在する

間隙水中の化学形が単純

で、アナログによる De の

推定が可能

アナログ元素

の Kd から推定

対象元素の Da, De を

用いて Kdを導出

対象元素の Daと

アナログ元素のDeを

用いて Kdを導出

対象元素の Daと HTOの De

を用いて Kd を導出

各 Da データに対

する Kdの導出

Kd のベントナイト乾

燥密度依存性の検討

Da, De の乾燥密度

1.6 Mg/m3への内挿,外挿

実験値のばらつきを考慮

して乾燥密度 1.6 Mg/m3

での Kd を設定全 Kd 値の幅から保守的 Kd値を設定収着（バッチ Kd）データベース

拡散試験条件と空隙水条件の差異, バッチ

試験で認められる Kdの傾向性を考慮

Kd 設定バッチ試験で認められる Kd 値の幅

Zr, Nb, Tc, Pd, Sn, Sm, Ra, U,

Np, Pu, Am

比較（参考）

No

Yes Yes

No

Yes

No

図 4.1 緩衝材への放射性元素の分配係数設定フロー

あるない,

不明

Pb, Ac, Th, Pa, Cm

Cs

Se

収着モデル（イオン交換, 表

面錯体）による Kd の推定比較（参考）

JNC

TN8400 99-072

－13－

第３章で議論した様に，Daから Kdを導出する際には，Deを適切に選定することが重

要である。Deは実際は溶存化学種ごとに異なると考えられ，上記の手順のように，異な

る溶存化学種（たとえば，HTO）で値を代表させることは，本来，Deで表現するべき現

象の一部（たとえば，陰イオン排除，溶存化学種自身の自由水中の拡散係数の違い）が Kd

の値に入り込むことになる。しかしながら，第３章で結論したように，核種移行評価で設

定される Deと整合した Deを用いて，Daから Kdを導出することで，圧縮ベントナイト

で実際に測定されている遅延現象を，DeとKdの２つのパラメータで記述することができ

る。Deの実測値が無く，適切なアナログ元素も無い元素に対してHTOの Deを用いこと

としたが，HTOの Deは Cs等の一部の陽イオンを除き，他のイオンよりも大きな値であ

る（Sato，1999c）。このことは，核種移行評価の観点からは，定常状態で大きな核種移行

率を与えることになり，保守的な取り扱いとなる。

4.2項で示した各間隙水に対する Kdの設定については，以下の考え方に基づいて行っ

た。

海水系地下水に対しては，模擬海水やイオン強度の高い溶液を圧縮ベントナイトに浸漬

して取得したDaが存在する場合には，その値を基にKdを導出するが，そのようなDa測

定値が存在しない場合には，バッチ収着試験で認められる Kdの溶液組成依存性を参考に

値の補正を行うこととする。

酸化性の間隙水に対しては，酸化還元に鋭敏な元素の Kdを，大気条件での Da，Deを

用いて導出しこれに基づいて設定する。酸化性の条件では上記のCsに加え，UおよびNp

に対して De実測値の利用が可能である。

コンクリート接触 FRHP間隙水については，熱力学計算に基づき間隙水組成の変化によ

る間隙水中での溶存化学種の変化が計算されている（東ほか，1999）ことから，これを参

考に，レファレンスケースとの収着特性の変化について可能な範囲で考察する。しかしな

がら，表 4.1に示したように，コンクリート接触 FRHP間隙水とレファレンスケース間隙

水の pH，炭酸濃度等にあまり大きな違いが無い為，後述するように，結果として両間隙

水に同じ分配係数を設定した。

核種移行評価の対象となる処分環境条件では，緩衝材は地下水と接触して 1000 年以上

経過しており，ベントナイト中の可溶性塩は，外側の地下水中に散逸するものと仮定して

いる（小田ほか，1999a）。これに対し，拡散試験条件におけるベントナイト間隙水には

可溶性塩が溶存していると考えられることから，拡散試験条件は，処分環境条件より高い

JNC TN8400 99-072

－14－

イオン強度であると想定される。このことは，拡散試験条件は陽イオン交換性の元素につ

いては，収着しにくい（Kdが低く求められる）条件であると推定される。また，大気条件

下での拡散試験ではベントナイト中に含有される黄鉄鉱の酸化により，間隙水中の S 濃度

や pH が時間と伴に変化することも予想される。これらのことから，拡散試験条件の間隙

水組成と，設定されている緩衝材間隙水組成は必ずしも一致しない予想され，間隙水中に

おける対象元素の溶存化学種が，両者において異なる可能性も否定できない。この問題に

ついて，化学平衡モデルに基づいて，拡散試験条件における溶存化学種の推定を行い，議

論を試みることとした（Appendix１参照）。

なお，圧縮ベントナイトに対する核種の拡散データは，1980年代当初からスウェーデ

ンの研究グループを中心にデータ取得が行われているが，初期の報告には，3.2項で述べ

た解析解の選定が適切でないと思われる解析例や不適切と思われるプロファイルのフィッ

ティングも見受けられる。したがって，本報告書における議論では，データの信頼性，一

貫性の観点から，国産の Naベントナイト製品（クニゲル V1）に対するデータのみを取り

扱うこととする。

また，本報告で Kd設定の議論に用いた見かけの拡散（Da）報告値は，平成 10年 12月

時点において，公開もしくは公開予定のものを対象とした。これは，平成11年4月公開の

第２ドラフトに向けてデータの凍結を行ったためである。なお，それ以降の情報について

も本報告中で可能な範囲で網羅して議論を行っている。

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－15－

5．各元素に対する分配係数の設定

5.1 セレン（Se）

Seは酸化還元条件に依存して，溶液中ではSe(VI)，Se(IV)，Se(-II)の酸化状態をとる。

処分環境で想定する還元条件下では，HSe-（Se(-II)）で存在し，FOHP間隙水では SeO42-

（Se(VI)）となることが推定されている（東ほか，1999）。

拡散データ

Sato et al. (1995)が低酸素雰囲気の非還元条件下で，佐藤（1997）が低酸素雰囲気で拡

散カラムを還元性溶液に浸漬させた還元条件下で，Seの圧縮ベントナイト中での見かけの

拡散係数を報告している。間隙水での Se の酸化還元状態は前者では Se(IV)，後者では

Se(-II)であると推定される。Da 実測値を表 5.1.1 および表 5.1.2 に示す。Se の De は

Sato(1999c)において，Se(IV)として存在すると推定される低酸素雰囲気（非還元条件）で

の値が報告されているが，Se(-II)が期待される還元条件での実測値は認められない。

拡散データからの分配係数の導出

還元条件の Seに対しては，4.5項に示した様に，I- の Deデータを利用することとした

が，I-は，Na 型ベントナイト（クニゲル V1）に対する密度依存データが存在しない。し

かしながら，Ca型化させたクニゲルV1試料に対する I- のDeの密度依存性データが存在

する（三原ほか，1999）。Ca型化試料と，元の Na型試料で， HTOの Deはほぼ一致し

（三原ほか，1999），間隙構造は変化しないものと推定されることから，同様の密度依存

性を持つものと考え，Na 型試料に対して得られた De 実測値（乾燥密度 1.6Mg/m3）を通

る様に，Ca型化試料に対して得られた乾燥密度（ρ）と logDeの関係の直線をシフトさせ

て得られる下式用いることとした。

log De = - 6.78 – 2.34×ρ （5.1.1）式ここで，


：乾燥密度 [Mg m-3]

表 5.1.2の各 Da値と，（5.1.1）式から得られる Deから求められる Kd値を表 5.1.3に

示す。Kdは乾燥密度に依存し，乾燥密度 0.8 Mg/m3では，0.01m3/kg程度のKdが導出さ

れるが，乾燥密度 1.8Mg/m3では，負の値が計算される。しかしながら，（5.1.1）式を密

度 1 Mg/m3 以下の低密度側へ外挿することは，Deが自由水中の拡散係数の値を上回り適

切ではない。すなわち，Deが過剰に大きく与えられ，結果としてKdの値も大きく見積も

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られる。このことを考慮して，低密度の値は信頼性の低いものと考える。高密度側では，

負の Kdが計算され，収着は期待出来ないことから，ほぼゼロであると評価される。

前述のように，酸化性の間隙水中では，SeO42-（Se(VI)）が支配化学種と推定されるが，

Se(VI)の拡散データは存在しないため，参考として同じ 2 価の陰イオンの形態が推定され

る Se(IV)の見かけの拡散係数から，Kdの導出を行った。De値は，Se(-II)の際と同様に I-

に対して Ca型化試料での密度依存を考慮した，（5.1.1）式を用いた，計算結果を表 5.1.4

に示す。Se(-II)と同様に低密度に対して計算される Kd は過大であり信頼性が低い。高密

度側では，1×10-4 m3/kg のオーダーの値あるいは負の値が計算されることから，還元条

件の場合と同様に，収着は期待出来ないと判断される。

バッチデータおよび傾向性

ベントナイトへのバッチ収着試験としては，舘ほか（1999a），Shibunati et al.（1994），

がある。前者は還元剤（Na2S2O4）を加えた還元状態での試験であり，Seは Se(-II)で存在

していると推定される。後者は低酸素条件下での試験であり，Se(IV)の状態が推定される。

いずれの酸化状態においても，pH 7 10の範囲では pHに対するKd傾向性は認められず，

10-2 10-1 m3/kg程度の分配係数を示している。また，舘ほか（1999a）では，イオン強度

を変化させた実験も実施しているが，イオン強度の傾向も認められていない。Seの収着に

関する温度依存性に関する情報は認められなかった。

分配係数の設定

還元条件でのバッチ試験による分配係数には，pH，イオン強度に顕著な傾向性が認め

られないことから，還元条件のいずれの間隙水に対しても同様の分配係数値を設定するこ

ととする。非還元条件に対して計算される分配係数も還元条件とほぼ同様の小さい値であ

ることから，核種移行評価解析においては，保守性を考慮，すべての設定された間隙水に

対して Kd = 0 m3/kgを設定する。

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－17－

表 5.1.1　低酸素条件でのセレンの見かけの拡散係数測定値（Sato et al.，1995）

Selenium (anaerobic condition)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]

0.4 4.30E-10 Kunigel V1 100% Distilled water N2 R.T. (about 20C) - - 1 [m] 3[hr] +45[min] 1M SeO2 0.025[ml] Plane sources, both sides diff.

0.4 4.60E-10 Kunigel V1 100% Distilled water N2 R.T. (about 20C) - - 1 [m] 3[hr] +45[min] 1M SeO2 0.025[ml] Plane sources, both sides diff.

0.8 1.40E-10 Kunigel V1 100% Distilled water N2 R.T. (about 20C) - - 1 [m] - 1M SeO2 0.025[ml] Plane sources, both sides diff.





表 5.1.2　還元条件でのセレンの見かけの拡散係数測定値（佐藤，1997）

Selenium (reducing)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]

0.8 4.30E-10 Kunigel V1 100%Degassed-Distilled water +

5.7E-4M Na2S2O4 N2 23.6 - 約-3.7 4 [w] 3 [d] 1.3E-03 [M] 50 [μl] Plane sources, one side diff.











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－18－

表 5.1.3 拡散係数から導出される還元条件下でのセレンの分配係数乾燥密度空隙率 Da De(I)* Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.8 0.704 4.3E-10 2.2E-09 5.6E-03 佐藤，1997 還元条件

0.8 0.704 1.7E-10 2.2E-09 1.6E-02 佐藤，1997 還元条件

1.4 0.481 1.6E-10 8.8E-11 4.9E-05 佐藤，1997 還元条件

1.4 0.481 2.2E-10 8.8E-11 -5.9E-05 佐藤，1997 還元条件

1.8 0.333 2.3E-10 1.0E-11 -1.6E-04 佐藤，1997 還元条件

1.8 0.333 6.1E-11 1.0E-11 -9.2E-05 佐藤，1997 還元条件

*密度依存性はCa型化試料に対するデータを参照した。

表 5.1.4 拡散係数から導出される低酸素条件下でのセレン分配係数乾燥密度空隙率 Da De(I)* Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.4 0.852 4.30E-10 1.9E-08 1.1E-01 Sato et al., 1995 N2雰囲気下






1.8 0.333 3.20E-11 1.0E-11 -8.3E-06 Sato et al., 1995 N2雰囲気下




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5.2 ジルコニウム（Zr）

Zr は Zr(IV)で安定である。溶液中では中性の水酸化物錯体（Zr(OH)4(aq)）が比較的広

い pH領域で安定で，高アルカリ側で高次の加水分解種を形成する（たとえば，Aja et al.,

1995）。

拡散データ

大気中での見かけの拡散係数が Sato et al.（1995）により報告されている。表 5.2.1に

Da測定値を示す。Zrに対する De実測値は存在しない。


Zr は，電気的中性な溶存化学種が支配化学種であると考えられるため，Kd の導出にお

いて De 値は，4.5 項の議論に従い，HTO の値を用いることとした。各乾燥密度での De

の値は，下式により導出した。

HTO：log De = - 8.34 – 0.986×ρ （5.2.1）式

ここで， De ：実効拡散係数 [m2 s-1]


表 5.2.2 および図 5.2.1に求められた Kd値を示す。測定点は４点である。Kdに乾燥密

度依存性は認められない。求められた分配係数は，9.1 13.6m3/kgの範囲であり，平均値

は 10.3 m3/kgである。


Allard et al. (1979)では，ベントナイト 10％ + ケイ砂 90％の混合物に対して，イオン

強度の異なる模擬地下水でのバッチ試験を実施しており，温度および試験期間も変化させ

ている。初期濃度は，10-5 mol/l および 10-8 mol/l で実施しており，澁谷・油井（1998）

の溶解度実験と比較すると，前者は溶解度以上の条件であったと考えられる。後者の短期

（7 日）の試験では，イオン強度の高い方が Kd が高い傾向が認められ，温度が高い方が

Kdが高い傾向があるが，結論するには試験点数不十分である。また，長期（180日）試験

では，いずれの地下水でも Kdが上昇し，両者の差が認められない。Rancon and Rochon

(1979)では，pH をパラメータとした試験を行っているが，初期濃度不明であり，数 10

m3/kg を上回る Kd 値が報告されていることなどから，沈殿を含む可能性を否定できない。

瀧・羽田（1991）では，蒸留水系および海水系で分配係数が報告されているが，初期濃度

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は，約 1×10-7 mol/lであり，いずれも，試験期間に依存して Kdが増加していることから，

溶解度の影響を受けている可能性もある。イオン強度依存性は認めれていない。上田ほか

（1999）では，蒸留水-ベントナイト平衡液で，事前に溶解度確認試験を行い初期濃度を

1.8×10-9 mol/lとした試験を報告している。ほとんどの試験において試験後溶液中のZr濃

度が検出限界値未満となり，求められる Kd は，液固比に依存して＞3.6 m3/kg（液固比

100ml/g）あるいは＞25 m3/kg（液固比 1000ml/g）と，いずれも比較的大きな値であった。


信頼性の高いバッチ試験データが少なく， pH，イオン強度，温度に対しての傾向性は

明確ではないが，顕著ではないものと推定される。したがって，本報告においては，いず

れの間隙水に対しても同様の分配係数値を設定することとする。Daから求められるKdの

値より，すべての設定された間隙水に対して Kd = 10 m3/kgを設定する。

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表 5.2.1　ジルコニウムの見かけの拡散係数測定値（Sato et al.，1995；佐藤，1998）

Zirconium乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]

0.4 5.0E-13 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (about 20C) - - 1 [m] 10 [d] 0.5M ZrCl4 0.025[ml]a constant concentrationboundary, both sides diff.

0.8 1.0E-13 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (about 20C) - - 1 [m] 50 [d] 0.5M ZrCl4 0.025[ml]a constant concentrationboundary, both sides diff.

1.4 1.0E-14 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (about 20C) - - 1 [m] 419[d] 0.5M ZrCl4 0.025[ml]a constant concentrationboundary, both sides diff.

1.4 1.5E-14 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (about 20C) - - 1 [m] 419[d] 0.5M ZrCl4 0.025[ml]a constant concentrationboundary, both sides diff.

1.8 below D.L. Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (about 20C) - - 1 [m] 561[d] 0.5M ZrCl4 0.025[ml]a constant concentrationboundary, both sides diff.

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－22－

表 5.2.2 拡散係数から導出されるジルコニウムの分配係数乾燥密度空隙率 Da De(HTO) Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.4 0.852 5.0E-13 1.8E-09 9.21 Sato et al., 1995

0.8 0.704 1.0E-13 7.4E-10 9.29 Sato et al., 1995

1.4 0.481 1.0E-14 1.9E-10 13.60 Sato et al., 1995

1.4 0.481 1.5E-14 1.9E-10 9.06 Sato et al., 1995

図 5.2.1 拡散係数から導出されるジルコニウムの分配係数

10-2

10-1

100

101

102

0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6

Sato et al., 1995

分配係数（m

3/kg）

乾燥密度（Mg/m3）

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5.3 ニオブ（Nb）

Nb は Nb(V)で安定である。溶液中では中性の水酸化物錯体をつくり，中性付近よりア

ルカリ側で高次の加水分解種を形成すると考えられる。

拡散データ

Na型ベントナイト（クニゲル V1）中での非定常拡散データは，蒸留水を浸潤させた試

料に対する値は報告されていない。TRU廃棄物処分研究の目的で，嶺ほか（1999）が，海

水へのセメント浸出を模擬した液を用いた結果を報告している。嶺ほか（1999）において

は，クニゲル V1を Ca溶液で処理し，Ca型化させたベントナイトを用いて，様々な条件

で非定常拡散を行っている。しかしながら，ほとんどの試験において，試料の切り出し幅

に対する元素の拡散距離が十分ではなく（拡散源を除く全てのスライス片で試料中のバッ

クグラウンドレベル以下となった），適切なプロファイルを得ることが出来ずに Da の導

出ができなかった。表 5.3.1に嶺ほか（1999）による拡散試験結果を一覧する。Ca型化ベ

ントナイトの模擬セメント浸出液（飽和 Ca(OH)2溶液， pH12.5）中のデータが，唯一有

効にプロファイルをフィッティング出来たとしているが，このデータは類似条件の他のデ

ータと比べて長い拡散距離が認められている。拡散源隣接の１点のみに拡散元素が認めら

れてるデータについても，バックグラウンド補正前の元素濃度を用いて，求められた Da

値を表中に掲載した。この解析では，実際よりも大きな Da値が求められる。


上述のDa値に対して，（5.2.1）式による各乾燥密度でのHTOのDe値を用いて，Kd を

導出した。Na型試料と Ca型化試料でHTOの Deはほぼ一致すること（三原ほか，1999）

や，HTO の見かけの拡散係数は，浸潤飽和させる溶液組成に依存しないこと（嶺ほか，

1999）から，すべての試料に対して（5.2.1）式による Deを用いることは妥当と判断した。

表 5.3.2 および図 5.3.1に求められた Kd値を示す。

有効なプロファイルフィッティングが出来た，Ca 型化ベントナイトの模擬セメント浸

出液中でのDaから求めたKdは 0.7 m3/kg程度であるが，保守的な解析をした他のデータ

が，いずれも，2 m3/kgを上回っている。Kdの乾燥密度依存性を議論するデータは存在し

ない。


Erdal et al. (1977)，池田・雨夜（1998），瀧・羽田（1991）の報告がある。Erdal et al.

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(1977)では 0.2 1.7 m3/kgの値が報告されているが，初期濃度，固液分離方法等の記述が

不十分であり，値の信頼性の判断ができない。池田・雨夜(1998)は，既存の溶解度データ

を参照し，十分に低い初期濃度で実験を実施している。海水条件のみ報告で，23 m3/kgの

値を報告している。瀧・羽田（1991）の報告では蒸留水系と海水系で実験を行っており，

1 6 m3/kgの値が報告されているが，イオン強度の影響は明らかではない。上記の報告は，

いずれも pH 7 8で試験を行っており，Kdの pH依存性は明らかではない。



不明である。本報告においては，いずれの間隙水に対しても同様の分配係数値を設定する

こととする。拡散から求められた分配係数のほとんどが，1 m3/kg を上回っていることか

ら，すべての設定された間隙水に対して Kd = 1 m3/kgを設定する。

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表 5.3.1　ニオブの見かけの拡散係数測定値（嶺ほか，1999）

Niobium乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液塗布量ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]

1.2測定不能(<1.0E-13) Ca-ben* 100% Distilled.W. Ar R.T. (25) - - 15~20 [d] 130 [d] 1000ppm in 1M HF 20 [μl] 2.2E-07 [mol]

a constant concentrationboundary, both sides diff.

1.2 測定不能 Ca-ben* 100% Distilled.W. Ar R.T. (25) - - 15~20 [d] 130 [d] 1000ppm in 1M HF 20 [μl] 2.2E-07 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.



1.2 3.7E-13 Ca-ben* 100% cement water Ar R.T. (25) 12.0~12.5 - 15~20 [d] 82[d] 1000ppm in 1M HF 20 [μl] 2.2E-07 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.

1.2 測定不能 Ca-ben* 100% cement water Ar R.T. (25) 12.0~12.5 - 15~20 [d] 82[d] 1000ppm in 1M HF 20 [μl] 2.2E-07 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.



1.2測定不能(<5.7E-14) Ca-ben* 100%

cementsyn. seawater Ar R.T. (25) 12.0~12.5 - 15~20 [d] 84[d] 1000ppm in 1M HF 20 [μl] 2.2E-07 [mol]


1.2 測定不能 Ca-ben* 100%cement

syn. seawater Ar R.T. (25) 12.0~12.5 - 15~20 [d] 84[d] 1000ppm in 1M HF 20 [μl] 2.2E-07 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.

1.8. 測定不能 Ca-ben* 100%cement


1.8 測定不能 Ca-ben* 100%cement


1.2測定不能(<3.2E-14) Kunigel V1 100%



1.2測定不能(<7.0E-14) Kunigel V1 100%



1.8 測定不能 Kunigel V1 100%cement


1.8 測定不能 Kunigel V1 100%cement


1.2 測定不能 Kunigel V1 100%

cementsat. Nitratesyn.seawater Ar R.T. (25) 12.0~12.5 - 15~20 [d] 158[d] 1000ppm in 1M HF 20 [μl] 2.2E-07 [mol]





1.8測定不能(<1.8E-14) Kunigel V1 100%






* Ca-type bentonite: Kunigel V1 was washed with CaCl2 solution

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表 5.3.2 拡散係数から導出されるニオブの分配係数乾燥密度空隙率 Da De(HTO) Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.2 0.556 <1.0E-13 3.0E-10 >2.5 嶺ほか，1999Ca型化ﾍﾞﾝﾄﾅｲﾄ

in 蒸留水

1.2 0.556 3.7E-13 3.0E-10 0.67 嶺ほか，1999Ca型化ﾍﾞﾝﾄﾅｲﾄ

in ｾﾒﾝﾄ模擬液

1.2 0.556 <5.7E-14 3.0E-10 >4.38 嶺ほか，1999Ca型化ﾍﾞﾝﾄﾅｲﾄ

in 海水系ｾﾒﾝﾄ模擬液

1.2 0.556 <3.2E-14 3.0E-10 >7.81 嶺ほか，1999Naﾍﾞﾝﾄﾅｲﾄ


1.2 0.556 <7.0E-14 3.0E-10 >3.57 嶺ほか，1999Naﾍﾞﾝﾄﾅｲﾄ


1.8 0.333 <1.8E-14 7.7E-11 >2.37 嶺ほか，1999

Naﾍﾞﾝﾄﾅｲﾄ


+硝酸塩飽和

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－27－

5.4 テクネチウム（Tc）

Tc は酸化還元に鋭敏で大気雰囲気では Tc(VII)の酸化状態を取るが，還元条件である処

分環境では Tc(IV)となると考えられる。設定された間隙水中における溶存化学種は，酸化

性の FOHP 間隙水では Tc(VII)の TcO4-であるが，他の還元性の間隙水中では Tc(IV)の

TcO(OH)2が支配化学種となることが推定されている（東ほか，1999）。

拡散データ

Daについては，大気雰囲気では，佐藤・渋谷（1994）および Kuroda et al.（1997）の

報告がある。Daデータを表 5.4.1および表 5.4.2 に示す。

還元条件では，加藤ほか（1999）が低酸素雰囲気で拡散カラムを還元性溶液に浸漬させ

た条件で見かけの拡散係数を報告している。加藤ほか（1999）では，蒸留水系と海水系

（3%NaCl）の２種類の溶液を用いた試験を行っている。また，Kuroda et al.（1997）は，

鉄腐食生成物を拡散させ，炭素鋼を共存させた条件での Tc の拡散試験を行っており，還

元条件（Tc(IV)）の拡散プロファイルであると考察している。加藤ほか（1999）では，得

られた拡散プロファイルは２つのプロファイルの重なりである可能性があるとして，２つ

の拡散係数値を報告しており，Kuroda et al.（1997）の報告値との比較などから，いずれ

も還元条件での値であるとしている。Daデータを表 5.4.3および表 5.4.4 に示す。

Deについては，大気雰囲気では，佐藤・渋谷（1994）において報告されているが，還元

条件における報告値は存在しない。


還元条件に対しては，加藤ほか（1999）および Kuroda et al.（1997）のデータをあわせ

て評価することとした。還元条件での De 実測値が存在せず，中性の溶存化学種が支配的

であることから，導出にはHTOの De値を用いた。各密度での値は（5.2.1）式により計算

した。表 5.4.5 および図 5.4.1に Kd値を示す。加藤ほか（1999）による Kd値は，バラツ

キが大きく，１次プロファイルとされているものから導出した値で，0.4 19 m3/kg であ

る。加藤ほか（1999）の 2次プロファイルとしたものから導出した Kd値と Kuroda et al.

（1997）から導出した値はほぼ同等で，0.07 0.4 m3/kg である。加藤ほか（1999）にお

ける複数のプロファイルの原因や，拡散化学種の厳密な酸化還元状態は明確ではないが，

これらを値の下側の値を選定することで，保守的な設定が行えると考える。各シリーズの

プロット毎に見ると，若干の密度依存が認められ，密度の増加とともに Kd が低下する傾

向があるが，ここでは，全体のバラツキの幅で捉えることとした。求められた全ての Kd

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値の範囲は，0.07 19.4 m3/kgである。

酸化性の間隙水に対しては，佐藤・澁谷（1994）が，大気中で模擬ベントナイト平衡水

を用いた Tc(VII)（TcO4-）の De を報告しており，この値を基に FOHP 間隙水に対する

Deが設定されている。この中で，次の Deと乾燥密度（ρ）の関係式が与えられている。

De = 1.28×10-10 + 1.34×10-11 ×ρ – 9.64×10-11 ×ρ2 + 2.90×10-11 ×ρ3

（5.4.1）式

しがたって，FOHP間隙水に対する Kdは，各乾燥密度に対して（5.4.1）式から計算さ

れる Deと，表 5.4.1および表 5.4.2に示された Daの値から得られる Kdを基に設定する

こととした。計算されるKdの値を表 5.4.6に示す。いずれの乾燥密度においても負の値が

計算される。したがって，収着は期待できないと判断される。


Tc は Tc(VII)となる非還元条件下では，バッチ Kd 値も低い値が報告されている。たと

えば，Allard（1979b）においては，ベントナイト 10％+ケイ砂 90％の混合材料に対して，

25℃で 10-4 m3/kgのオーダーの値を報告している。また，N2 雰囲気の非還元条件下（酸化

還元状態は VII価と推定される）では，Baston et al.（1995）が，蒸留水系で 10-2のオー

ダーの値，海水系 10-1 のオーダーの値を報告している。温度の影響については，Allard

（1979b）が，25℃および65℃で実験を行っており，高温で，より高いKdとなっている。

Tc(IV)が期待できる還元条件下での試験として，N2 雰囲気において，還元剤として

Na2S2O4を添加した系で，21℃および 60℃で実験結果が Baston et al.（1995，1997）に

報告されている。21℃の蒸留水系で0.6 1.7 m3/kg，海水系で約10 m3/kg，60℃の蒸留水

系で 15 21 m3/kg の値が報告されており，還元条件においも，非還元条件と同様に，海

水系でKdが上昇する傾向，温度の上昇と伴にKdが増加する傾向が認められる。ただし，

蒸留水系と海水系では溶液の pH条件が異なるため，イオン強度の影響によるものか，pH

変化によるものかは同定できない。


海水系でのKdの上昇，温度の上昇に伴うKdの上昇傾向が認められるが，拡散試験から

設定される値に対して定量的な補正を行うことは困難である。海水系（SRHP）間隙水に

対して値を補正しないことや，処分場温度に対して値を補正しないことは，保守的な取り

扱いとなる。したがって，いずれの間隙水に対しても拡散試験から導出された値を分配係

数値として設定することとする。還元性の間隙水に対しては，Da から導出された値のば

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－29－

らつきの範囲から低めの値を選定し，Kd = 1 m3/kgを設定する。

酸化性の間隙水に対しては，Daから導出される値から，Kd = 0 m3/kgを設定する。

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－30－

表 5.4.1　大気雰囲気でのテクネチウムの見かけの拡散係数測定値（佐藤・澁谷，1994；佐藤，1997）

Technetium (aerobic) 乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] (比放射能）

0.6 8.1E-10 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1[m] ≦ 1 h 5 min 464 [KBq/ml] 0.05 [ml]Plane sources,both sides diff. stock 0.01M-NH4OH

0.6 7.8E-10 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1[m] ≦ 1 h 5 min 464 [KBq/ml] 0.05 [ml]Plane sources,both sides diff. stock 0.01M-NH4OH

0.8 5.3E-10 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1[m] ≦ 2 [d] 464 [KBq/ml] 0.05 [ml]Plane sources,both sides diff. stock 0.01M-NH4OH










表 5.4.2　大気雰囲気でのテクネチウムの見かけの拡散係数測定値（Kuroda et al.，1997）

Technetium (aerobic) 乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量

1.11 1.1E-10 Kunigel V1 100% Deionized Water - R.T. - - 1 [m] at reduced pressure 1[d] to 120[d] - 10 [μl] ca. 10-14 [g] of Tc-95mplane source,one side diff.






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－31－

表 5.4.3　還元条件でのテクネチウムの見かけの拡散係数測定値（加藤ほか，1999）

Tecnetium (reducing)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

1.46.8E-14(7.4E-13)* Kunigel V1 100%

Distilled water+0.005M Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 83 [d] (contain precip.) 25 [μl]

a constantconcentration boundary,

one side diff. sliced step 0.5[mm]

1.4 8.10E-15 Kunigel V1 100%Distilled water+0.005M Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 109[d] (contain precip.) 25 [μl]



1.47.0E-15(3.8E-13)* Kunigel V1 100%




1.81.0E-13(5.2E-13)* Kunigel V1 100%




1.8 7.50E-14 Kunigel V1 100%Distilled water+0.005M Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 109[d] (contain precip.) 25 [μl]



1.82.2E-14(2.6E-13)* Kunigel V1 100%




1.8 (3.5E-13)* Kunigel V1 100%3% NaCl + 0.005M

Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 83 [d] (contain precip.) 25 [μl]



1.81.1E-14(2.3E-13)* Kunigel V1 100%

3% NaCl + 0.005MNa2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 109 [d] (contain precip.) 25 [μl]



1.81.9E-15(2.8E-13)* Kunigel V1 100%



one side diff. sliced step 0.2[mm]*calculated from second profile with a constant boundary condition

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－32－

表 5.4.4　還元条件でのテクネチウムの見かけの拡散係数測定値（Kuroda et al.，1997）

Technetium (with Catbon Steel)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量

1.15 1.4E-12 Kunigel V1 100% Deionized Water - R.T. - - 1 [m] at reduced pressure 1[d] to 120[d] - 10 [μl] ca. 10-14 [g] of Tc-95m

plane source,one side diff. *











*One side of Carbon steel was corroded by 100ul of 1M HNO3 for 2days at R.T

A partly corroded carbon steel was contacted with bentonite for 90days.

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－33－

表 5.4.5 拡散係数から導出される還元条件下でのテクネチウムの分配係数

図 5.4.1 拡散係数から導出される還元条件下でのテクネチウムの分配係数

（海水系条件でのデータを除く）

乾燥密度空隙率 Da De(HTO) Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.4 0.481 6.8E-14 1.9E-10 2.00 加藤ほか，1999

1.4 0.481 8.1E-15 1.9E-10 16.79 加藤ほか，1999

1.4 0.481 7.0E-15 1.9E-10 19.43 加藤ほか，1999

1.8 0.333 1.0E-13 7.7E-11 0.43 加藤ほか，1999

1.8 0.333 7.5E-14 7.7E-11 0.57 加藤ほか，1999

1.8 0.333 2.2E-14 7.7E-11 1.94 加藤ほか，1999

1.4 0.481 7.4E-13 1.9E-10 0.18 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.4 0.481 3.8E-13 1.9E-10 0.36 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.8 0.333 5.2E-13 7.7E-11 0.08 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.8 0.333 2.6E-13 7.7E-11 0.16 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.8 0.333 1.1E-14 7.7E-11 3.88 加藤ほか，1999 3% NaCl

1.8 0.333 1.9E-15 7.7E-11 22.45 加藤ほか，1999 3% NaCl

1.8 0.333 3.5E-13 7.7E-11 0.12 加藤ほか，1999 3% NaCl(2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)



1.15 0.574 1.4E-12 3.4E-10 0.21 Kuroda et al.,1997

1.38 0.489 8.0E-13 2.0E-10 0.18 Kuroda et al.,1997

1.62 0.400 5.1E-13 1.2E-10 0.14 Kuroda et al.,1997

1.83 0.322 1.6E-13 7.2E-11 0.24 Kuroda et al.,1997

2.18 0.193 2.0E-13 3.2E-11 0.07 Kuroda et al.,1997

2.29 0.152 1.2E-13 2.5E-11 0.09 Kuroda et al.,1997

10-2

10-1

100

101

102

加藤1999加藤(2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)Kuroda1997

1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 2.4

分配係数（m

3/kg）


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－34－

表 5.4.6 拡散係数から導出される大気条件下でのテクネチウムの分配係数

乾燥密度空隙率 Da De(Tc) aerobic Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.6 0.778 8.1E-10 1.1E-10 -1.1E-03 佐藤・澁谷，1994

0.6 0.778 7.8E-10 1.1E-10 -1.1E-03 佐藤・澁谷，1994

0.8 0.704 5.3E-10 9.2E-11 -6.6E-04 佐藤・澁谷，1994

0.8 0.704 9.0E-10 9.2E-11 -7.5E-04 佐藤・澁谷，1994

1.0 0.630 4.7E-10 7.4E-11 -4.7E-04 佐藤・澁谷，1994

1.0 0.630 4.6E-10 7.4E-11 -4.7E-04 佐藤・澁谷，1994

1.4 0.481 1.6E-10 3.7E-11 -1.8E-04 佐藤・澁谷，1994

1.4 0.481 1.9E-10 3.7E-11 -2.0E-04 佐藤・澁谷，1994

1.8 0.333 1.2E-10 8.9E-12 -1.4E-04 佐藤・澁谷，1994

1.8 0.333 1.1E-10 8.9E-12 -1.9E-04 佐藤・澁谷，1994

2.0 0.259 4.3E-11 1.2E-12 -1.2E-04 佐藤・澁谷，1994

2.0 0.259 4.5E-11 1.2E-12 -1.2E-04 佐藤・澁谷，1994

1.11 0.589 1.1E-10 6.4E-11 -8.3E-06 Kuroda et al.,1997

1.34 0.504 8.9E-11 4.3E-11 -1.8E-05 Kuroda et al.,1997

1.53 0.433 7.9E-11 2.7E-11 -6.2E-05 Kuroda et al.,1997

1.72 0.363 6.1E-11 1.3E-11 -8.3E-05 Kuroda et al.,1997

1.86 0.311 5.5E-11 6.0E-12 -1.1E-04 Kuroda et al.,1997

1.97 0.270 4.9E-11 2.0E-12 -1.2E-04 Kuroda et al.,1997

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－35－

5.5 パラジウム（Pd）

Pd は溶液中では Pd(II)が安定であると考えられているが，Pd-OH 系の溶存化学種に関

する信頼しの高い熱力学データが存在しないため（Lothenbach et al., 1999），間隙水中

の化学種が明確に推定できていないが，SRHP 以外の間隙水では中性の水酸化物錯体が支

配化学種であろうと推定されている（東ほか，1999）。

拡散データ

Pdの Daは，Tachi et al.（1999a）において報告されている。試験において Pdトレー

サーは沈澱を含む懸濁液状態のまま塗布されており，境界での Pd 濃度が固相の溶解度に

支配されているのであれば濃度一定境界で解析するべきであるが，時間とともに境界での

Pd濃度が低下していることから，薄膜拡散源（全量溶解）を仮定した解析を併せて行って

おり，薄膜拡散源の評価の方が信頼性が高いと評価している。両解析方法によるフィッテ

ィング誤差の大小からも小さい薄膜拡散源の方が信頼性が高いと考えられる。表 5.5.1 に

Tachi et al.（1999a）の報告値を示す。

Pdに対する Deの測定値は報告されていない。


上述のように間隙水中の溶存化学種が明確でないことから，HTO の De を用いて，Kd

の導出を行う。表 5.5.2 および図 5.5.1 に Kd を示す。Tachi et al.（1999a）においても

Kdの計算を行っているが，計算に用いた Deの値が異なるため，Tachi et al.（1999a）の

方がわずかに大きな Kd を示している。上記の考察により，薄膜拡散源による解析結果を

用いた Kd 値の方が高い信頼性を持つものと判断し，Kd は 0.1 0.4 m3/kg と計算され

る。


Tachi et al.（1999a）において，pH（5 11），イオン強度（0.1Mおよび 0.01Ｍ NaCl）

および液固比（0.1および 1 m3/kg）をパラメータとしたバッチ収着試験が報告されている。

pH5 に比べ，pH8 および 11 の条件では Kd が小さくなる傾向が認められた。液固比依存

性が見られ，液固比が大きい方が Kd が大きな傾向があり，特に pH11 で顕著であった。

NaCl濃度の影響は認められなかった。pH8において，0.7 28 m3/kg，pH11において0.4

25 m3/kgの Kdが報告されている。温度依存に関するデータは認められなかった。

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－36－


設定の対象となる間隙水の pH領域での Kdの変化は顕著ではないこと，イオン強度の

影響は認められなかったことから，本報告においては，いずれの間隙水に対しても同様の

分配係数値を設定することとする。したがって，Kd のバラツキの範囲から低めの値を選

び，すべての設定された間隙水に対して，Kd = 0.1 m3/kgを設定する。

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－37－

表 5.5.1　パラジウムの見かけの拡散係数測定値（Tachi et al.，1999a）

Palladium乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

1.43.6E-13(6.3E-13)* Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. - - 1 [m] under low pressure 7.2 [d]

0.01[M] PdCl2(contain precip.) 25 [μl]

planer source,one side diff. sliced step 0.2[mm]










ysed by a constant concentration boundary

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－38－

表 5.5.2 拡散係数から導出されるパラジウムの分配係数

図 5.5.1 拡散係数から導出されるパラジウムの分配係数

0.01

0.1

1

10

1 1.2 1.4 1.6 1.8 2

Tachi et al.1999

分配係数（m

3/kg）

乾燥密度（Mg/m3)


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.4 0.481 3.6E-13 1.9E-10 0.38 Tachi et al., 1999a 薄膜拡散源




1.4 0.481 6.3E-13 1.9E-10 0.22 Tachi et al., 1999a 濃度一定境界




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－39－

5.6 スズ（Sn）

Snは，設定された間隙水条件では Sn(IV)が安定で，pHに依存して Sn(OH)4(aq)あるい

は Sn(OH)5-が支配化学種となることが想定されている。

拡散データ

Daは，小田ほか（1999b）において，大気中および還元条件での測定値が報告されてい

る。報告値を表 5.6.1 に示す。報告の中で，試料押し出し時のコンタミの可能性や，拡散

プロファイルの時間変化から測定値の信頼性について議論している。しかしながら，観察

された現象の原因が必ずしも明かとはなっておらず，いずれの測定値の信頼性もあまり高

いものではないと結論されている。しかしながら，測定された Snの Da値は Zrの Da値

と（Sato et al., 1995）良く整合している。このことは，Zr，Snのいずれもが，間隙水中

で中性の水酸化物錯体が支配化学種であるとが推定されることを考慮すると，両元素の

Daの類似は妥当であると考えることができる。なお，小田ほか（1999b）では，乾燥密度

1.6Mg/m3の試料について６ヵ月までの拡散試験を行っているが，Sn は拡散が十分で無か

ったため，Da値が得られていない。


Snは間隙水中では，Sn(OH)4(aq)あるいはSn(OH)5-が混在することが考えれる。したが

って，ここでは，4.5 項の考え方にしたがい，HTO の De を用いて Kd を導出することと

する。表 5.6.2におよび図 5.6.1に求められたKd値を示す。Kd値は 5 300 m3/kgの範囲

となる。


小田ほか（1999b）に，pH（6 11），イオン強度（0.1Mおよび 0.01Ｍ NaCl），およ

び還元／非還元をパラメータとしたベントナイトへのバッチ収着試験が報告されている。

pH6 および 9 に比べ，pH11 の条件では Kd が小さくなる傾向が認められた。還元／非還

元およびイオン強度の影響は明確には認められなかった。pH9において，1×102 1×103

m3/kg，pH11においても 6 30 m3/kgの高い Kdが得られている。高 pH側での Kdの減

少は，溶存化学種が Sn(OH)5- が支配的となり，陰イオンであるために，中性の水酸化物

錯体（Sn(OH)4(aq)）よりも収着性が悪くなるためと考えられる。

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－40－


設定の対象となる間隙水のpH領域でのKdの変化は顕著ではないこと，イオン強度の

影響は認められなかったことから，本報告においては，いずれの間隙水に対しても同様の

分配係数値を設定することとする。前述の様に，多くのDaに対して 10 m3/kgを超える値

が計算されるが，ここでは値の信頼性を考慮して，すべての設定された間隙水に対して，

最低値を下回る 1 m3/kgを設定する。

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－41－

表 5.6.1　スズの見かけの拡散係数測定値（小田ほか，1999b）

Tin乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液塗布量ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]

0.4 4.5E-13 Kunigel V1 100%Degassed

distilled water Ar R.T. (25) - - 4 [m] 6 [m] 0.05M, Cl free, pH13 31 [μl] 1.5E-06 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.












distilled water Ar R.T. (25) - - 1 [m] 2 [m] 0.021M, Cl free, pH13 17-34 [μl]* 3.6E-06 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.


distilled water Ar R.T. (25) - - 1 [m] 2 [m] 0.021M, Cl free, pH13 17-34 [μl]* 3.6E-06 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.


distilled water Ar R.T. (25) - - 1 [m] 3.5 [m] 0.021M, Cl free, pH13 17-34 [μl]* 3.6E-06 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.


distilled water Ar R.T. (25) - - 1 [m] 3.5 [m] 0.021M, Cl free, pH13 17-34 [μl]* 3.6E-06 [mol]a constant concentrationboundary, both sides diff.

1.0 (5~20)E-14 Kunigel V1 100%Degassed D.W.+ 0.001M Na2S2O4 Ar R.T. (25) - ≦ -0.1 1 [m] 20 [hrs] suspension, pH 9 10 [μl] 2.6E-06 [mol]

a constant concentrationboundary, one side diff. **

1.0 Kunigel V1 100%Degassed D.W.+ 0.001M Na2S2O4 Ar R.T. (25) - ≦ -0.1 1 [m] 20 [hrs] suspension, pH 9 10 [μl] 2.6E-06 [mol]


1.0 1.5E-15 Kunigel V1 100%Degassed D.W.+ 0.001M Na2S2O4 Ar R.T. (25) - ≦ -0.1 1 [m] 1 [m] suspension, pH 9 10 [μl] 2.6E-06 [mol]


1.0 1.5E-15 Kunigel V1 100%Degassed D.W.+ 0.001M Na2S2O4 Ar R.T. (25) - ≦ -0.1 1 [m] 1 [m] suspension, pH 9 10 [μl] 2.6E-06 [mol]


1.6 測定不能 Kunigel V1 100%Degassed D.W.+ 0.001M Na2S2O4 Ar R.T. (25) - ≦ -0.1 1 [m] 1 [m] suspension, pH 9 10 [μl] 2.6E-06 [mol]

a constant concentrationboundary, one side diff.







** slice a pair of bentonite columns being kept to be assembled together.

* 17, 32, 34の記述あり（特定できず）

JNC

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－42－

表 5.6.2 拡散係数から導出されるスズの分配係数


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.4 0.852 4.5E-13 1.8E-09 10.24 小田ほか，1999b

0.4 0.852 4.5E-13 1.8E-09 10.24 小田ほか，1999b

0.4 0.852 3.0E-13 1.8E-09 15.36 小田ほか，1999b

0.4 0.852 3.0E-13 1.8E-09 15.36 小田ほか，1999b

0.4 0.852 2.5E-13 1.8E-09 18.43 小田ほか，1999b

0.4 0.852 2.5E-13 1.8E-09 18.43 小田ほか，1999b

1.0 0.630 7.7E-14 4.7E-10 6.13 小田ほか，1999b

1.0 0.630 9.8E-14 4.7E-10 4.82 小田ほか，1999b

1.0 0.630 3.2E-14 4.7E-10 14.75 小田ほか，1999b

1.0 0.630 2.6E-14 4.7E-10 18.16 小田ほか，1999b

1.0 0.630 8.0E-14 4.7E-10 5.90 小田ほか，1999b 還元条件

1.0 0.630 1.5E-15 4.7E-10 314.71 小田ほか，1999b 還元条件

1.0 0.630 1.5E-15 4.7E-10 314.71 小田ほか，1999b 還元条件

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－43－

5.7 セシウム（Cs）

Cs はアルカリ金属であり，溶液中では１価の陽イオンとして安定に存在する。ベント

ナイトに対しては，低濃度では非可逆な特異吸着を起こすとされているが（たとえば，

Hse and Chang, 1994），一般的にはイオン交換反応で収着挙動が記述可能であるとして，

いくつかの収着のモデル化の試みも報告されている（たとえば，Wanner et al., 1994）

拡散データ

佐藤・澁谷（1994）および Idemitsu et al.（1998）がクニゲル V1に対し，蒸留水を含

水させた条件での Daを測定している。Idemitsu et al.（1998）においては，ベントナイ

トへ腐食生成物を拡散させた条件での拡散試験も併せて実施している。それぞれの報告値

を表 5.7.1 表 5.7.3 に示す。また，logDa と乾燥密度との関係を図 5.7.1 に示す。同じ条

件で測定された佐藤・澁谷（1994）の報告値と Idemitsu et al.（1998）の報告値では，後

者の方がわずか小さな値となっている。また，鉄腐食生成物を事前に拡散させた試料に対

する Da値はさらにわずかに小さな値を示している。

精製ベントナイト製品であるクニピア F に対しても，いくつかの Da 値が報告されてお

り，Kozaki et al.（1996）では，Daの温度依存性から活性化エネルギーを導出している。

Deの実測値は佐藤・澁谷（1994）に報告されている。核種移行評価に用いる Deの設定

においても，この報告値から乾燥密度(ρ)と log Deの関係を求め，内挿される値に基づい

て設定している。


Csについては，圧縮ベントナイト中での Deの実測値が存在することから，その値を用

いて Kd の導出を行うこととした。佐藤・澁谷（1994）の De 報告値から，値の信頼性の

観点から乾燥密度 2.0 Mg/m3の値を除いた値に対して下記の回帰式（5.7.1）式を求めた。

Cs：log De = - 8.65 – 0.571×ρ （5.7.1）式

ここで， De ：実効拡散係数 [m2 s-1]


Kdの計算結果を表 5.7.4および図 5.7.2に示す。佐藤・澁谷と Idemitsu et al.（1998）

では，Da値が異なる分，Kdに直すとわずかに Idemitsu et al.（1998）方が大きな値とな

る。図から明らかなように，いずれの報告値においても Kd に密度依存性が認められる。

したがって，以下の方法で乾燥密度 1.6 Mg/m3での Kdを求めることとした。

JNC TN8400 99-072

－44－

佐藤・澁谷と Idemitsu et al.（1998）の全データ（腐食生成物共存試験は除く）に対し

て乾燥密度(ρ)と log Daの関係式を直線回帰により導出した。この直線と各点の値の差

（残差）を求め，計算される log Daより大きな測定値との最大残差を，回帰式から得られ

る値に加えた値（回帰直線を一番外れたプロットを通る様に上方向に平行移動する）を，

実験誤差を考慮した保守的な log Daとした。乾燥密度 1.6 Mg/m3 に対してこのようにし

て求められる Da値（8.0×10-12 m2/s，図 5.7.3参照）と，（5.7.1）式による，乾燥密度

1.6Mg/m3の Deから Kdを導出した。その結果 Kdは 0.02 m3/kgと計算される。


ベントナイトに対する Cs のバッチ収着試験は，他の元素に比べ比較的多くの報告があ

る。澁谷ほか（1999）に登録されているデータから，固液分離方法や pH の値が明確でな

い報告値の一部を除外し，pH 7 10 の範囲のデータに対して，試験溶液のイオン強度が

低いグループ（I ＜ 0.1）と高いグループに分類し（I ≧ 0.1），Kd 値をヒストグラムに

整理した（図 5.7.4）。イオン強度の低いグループでは，Kdの最小値は 0.05 m3/kg，最大

値は 5.4 m3/kgであり，logKdの平均から求められるKdは 1.6 m3/kgである。イオン強度

の高いグループでは，Kdの最小値は0.004m3/kg，最大値は8.7 m3/kgであり，logKdの平

均から求められる Kdは 0.24 m3/kgであり，明らかに Kdはイオン強度の影響を受け，イ

オン強度の高い環境条件下では Kd は低下する。

バッチ試験による Kdを報告している研究の中には，共存イオン（Na，Ca）濃度の影響

を調べ，共存イオン濃度の増加とともに，Kdが減少する傾向を報告している（たとえば，

Ames et al.，1981）。また，Kdの Cs濃度依存性を議論しているものもあり（たとえば，

佐藤・澁谷，1994），一般に， Cs 濃度がある濃度より高くなると Cs 濃度の増加に従い

Kdが低下する傾向が認められ，いわゆる非線形吸着の領域となる。この傾向はLangmuir

の吸着等温式などで説明される。佐藤・澁谷（1994）においてもこの傾向が認められ，液

固比が小さい方がKd低下が始まる濃度が高く，液固比 0.05 m3/kgでは，およそ 10-3 mol/l

を上回るCs濃度で，Kdの低下が認められている。処分環境では，Csの緩衝材内側濃度は，

ガラス溶解速度と想定される緩衝材中の拡散係数，分配係数に依存して決まる。大井・仲

島（1997）の報告では，ガラス固体のインベントリー等の設定条件が第２次取りまとめに

おける仕様と異なるものの，緩衝材内側境界でのCsの最大濃度は 10-3 mol/l程度であると

想定されることから，圧縮ベントナイトの非常に低い液固比条件を考慮すると，線形吸着

の領域であると考えることができる。評価対象とするような，中性弱アルカリ性の溶液

においては，pHの影響は顕著ではない。

JNC TN8400 99-072

－45－

Kdの温度依存性についてもいくつかの報告がある。たとえば， Allard et al.（1979）

において，ベントナイト 10％ + ケイ砂 90％の混合物に対して，65℃において 25℃より

も低い Kdを報告しており，65℃において，淡水系の模擬地下水では，25℃のおよそ 2分

の１，海水系地下水ではおよそ 3分の１の値を報告している。塚本・大江（1990）では，

拡散試験のベントナイト接触液と，液に接したベントイト表面部分の吸着量から Kd を算

出しており，温度が 20℃から 70℃に上昇することでKd値は約 2.5分の１になると報告し

ている。さらに，今回の Kd の設定は拡散試験より導出していることから，見かけの拡散

係数（Da）および実効拡散係数（De）の温度依存性が，求められる Kdに与える影響を考

察した。Kozaki et al.（1996）によるクニピア F中 Daの温度依存性に関する報告がある。

拡散の活性化エネルギーは乾燥密度に依存し，1.4Mg/m3以下では約34 kJ/molの値であり，

乾燥密度が 1.4Mg/m3 を越えると，活性化エネルギーは密度の増加と伴に増加する傾向が

認められている。一方，Deの温度依存を報告した例は無い。したがって，自由水中のCs+

の拡散係数の活性化エネルギーが既知であることから，De の活性化エネルギーは自由水

中の拡散係数の活性化エネルギーの値（16.2 kJ/mol；Parsons, 1959）と同等であるとみ

なすこととした。Kdへの影響は，以下の様に評価を行った。

拡散係数の温度依存は，アレニウスの式に従うとして，活性化エネルギーを用いて

（5.7.2）式で記述される。

D = A exp (-Ea / RT ) （5.7.2）式ここで，

D：拡散係数 [m2 s-1]，

A：頻度因子 [m2 s-1] (ここでは，拡散係数と同じ単位を持つ経験的な値)，

Ea：活性化エネルギー [J mol-1] ，

R：気体定数 [J mol-1 K-1]，

T：絶対温度 [K]

（5.7.2）式より，温度 T1と T2での拡散係数の比（温度補正ファクターKとする）は，

（5.7.3）式で表される。

T2T1RT1-T2Eaexp

DD

K)T1(

T2)＝

（（5.7.3）式

ここで，

D(T1)，D(T2)：温度 T1，T2における拡散係数 [m2 s-1]，

Ea：活性化エネルギー [J mol-1] ，

R：気体定数 [J mol-1 K-1]，

T1，T2：温度 [K]

JNC TN8400 99-072

－46－

したがって，温度 T2での Kdは，T1での De，Daと（5.7.3）式から求められる Kを用い

て，（5.7.4）式によって計算される。

Da)T1)

De)T1)T2) KDa

KDe1Kd（（

（（

（（5.7.4）式

ここで，

Kd(T2)：温度 T2における分配係数 [m3 kg-1]，

De(T1)：温度 T1における実効拡散係数 [m2 s-1]，

Da(T1)：温度 T1における見かけの拡散係数 [m2 s-1]，

K(De)，K(Da)：実効拡散係数，見かけの拡散係数の温度補正ファクター [‐] ，

：間隙率 [-]


以上の手順に従って，Csについて，25℃から60℃に変化した際のKdの変化を計算した。

Cs のベントナイト中の活性化エネルギーは，レファレンス仕様の緩衝材中のスメクタイ

ト含有率が 35%程度であり，クニピア Fに比べ著しく小さいことから，クニピアにおける

乾燥密度 1.4Mg/m3以下の値（34 kJ/mol）を用いることとした。60℃での Kdを計算する

と，Csでは 25℃の Kdの約２分の１と計算される。


設定の対象となる間隙水の pH領域での Kdの変化は顕著ではない。イオン強度（共存イ

オンの濃度）の影響は受け，イオン強度の高い条件で Kd が低下する傾向がある。このこ

とは，4.5 項でも述べたように，処分環境に対して設定された間隙水組成においては，可

溶性塩が溶存していると推定される拡散試験条件での間隙水よりも高い Kd が期待できる。

海水系地下水に対する，見かけの拡散係数測定結果はないが，バッチ収着試験で認められ

る傾向性から，海水系地下水の間隙水に対しては，より低い分配係数値を設定することが

適切と判断する。なお，温度の影響については，温度の上昇による Kd の低下を考慮して，

Da から測定値から導出された値を２分の１程度とすることが望ましい。したがって，降

水系の間隙水に対してKd =0.01 m3/kg，海水系の間隙水に対してKd =0.001 m3/kgを設定

する。

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－47－

表 5.7.1　セシウムの見かけの拡散係数測定値（佐藤・澁谷，1994；佐藤，1997）

Cesium乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

0.4 1.7E-11 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1[m] ≦ 2 [d] 4.6 [MBq/ml] 0.05 [ml]Plane sources,both sides diff. stock 0.01M-HCl








表 5.7.2　セシウムの見かけの拡散係数測定値（Idemitsu et al.,1998）

Cesium乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量

1.0 5.3E-12 Kunigel V1 100% Deionized Water - - - - 1 [m] at reduced pressure 10[d] to 40[d] - 30 [μl] ca. 15 [Bq] of Cs134plane source,one side diff.






JNC

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－48－

表 5.7.3　セシウムの見かけの拡散係数測定値（Idemitsu et al.,1998）

Cesium (with Carbon Steel)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量


a partly corroded carbonsteel was contacted withbentonite for 7days.





1.6 2.6E-12 Kunigel V1 100% Deionized Water - - - - 1 [m] at reduced pressure 20[d] - 30 [μl] ca. 15 [Bq] of Cs134plane source,one side diff.






JNC

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－49－

図 5.7.1 セシウムに対するベントナイト中の見かけの拡散係数

表 5.7.4 拡散係数から導出されるセシウムの分配係数

-12.0

-11.5

-11.0

-10.5

-10.0

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5

佐藤・澁谷, 1994

Idemitsu 1998

Idemitsu (with steel)

log Da (m/s)


乾燥密度空隙率 Da De(Cs) Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.4 0.852 1.7E-11 1.3E-09 0.19 佐藤・澁谷,1994

0.4 0.852 1.9E-11 1.3E-09 0.17 佐藤・澁谷,1994

0.8 0.704 1.4E-11 7.8E-10 0.07 佐藤・澁谷,1994

0.8 0.704 1.3E-11 7.8E-10 0.07 佐藤・澁谷,1994

1.4 0.481 8.0E-12 3.6E-10 0.03 佐藤・澁谷,1994

1.4 0.481 7.5E-12 3.6E-10 0.03 佐藤・澁谷,1994

2.0 0.259 4.8E-12 1.6E-10 0.02 佐藤・澁谷,1994

2.0 0.259 5.6E-12 1.6E-10 0.01 佐藤・澁谷,1994

1.0 0.630 5.3E-12 6.0E-10 0.11 Idemitsu et al., 1998

1.2 0.556 5.6E-12 4.6E-10 0.07 Idemitsu et al., 1998

1.4 0.481 4.4E-12 3.6E-10 0.06 Idemitsu et al., 1998

1.6 0.407 4.1E-12 2.7E-10 0.04 Idemitsu et al., 1998

1.8 0.333 3.6E-12 2.1E-10 0.03 Idemitsu et al., 1998

2.0 0.259 3.6E-12 1.6E-10 0.02 Idemitsu et al., 1998

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－50－

図 5.7.2 拡散係数から導出されるセシウムの分配係数

図 5.7.3 ばらつきを考慮したセシウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性

10-3

10-2

10-1

100

101

0 0.5 1 1.5 2 2.5

佐藤・澁谷, 1994

Idemitsu 1998

分配係数（m

3/kg）

乾燥密度(Mg/m3)

-12.0

-11.5

-11.0

-10.5

-10.0

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5

佐藤・澁谷1994

Idemitsu 1998

log Da (m/s)


全ﾌﾟﾛｯﾄの回帰直線

ばらつきを考慮した最大値

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－51－

(a) 低イオン強度（I＜0.1） (b) 高イオン強度（I≧0.1）

図 5.7.4 イオン強度の違いによる Csの分配係数の違い

0

10

20

30

40

50

-3 -2 -1 0 1 2 3

Accumulation

log Kd(m3/kg)

データ総数114最小値0.0467最大値1.25平均値5.41対数平均値0.212

0

5

10

15

20

25

30

-3 -2 -1 0 1 2 3

Accumulation

log Kd(m3/kg)

データ総数35最小値0.004最大値8.67平均値1.54対数平均値-0.618

JNC TN8400 99-072

－52－

5.8 サマリウム（Sm）

Sm はランタニド元素で Sm(III)が安定である。間隙水中では，pH，炭酸濃度に応じて，

炭酸錯体あるいは水酸化物錯体が支配化学種となる（東ほか，1999）。

拡散データ

Sato（1997）において，拡散期間中の拡散セルの外側溶液の pH を 8 および 11 に調整

した２つのシリーズの非定常拡散試験が行われており，見かけの拡散係数が報告されてい

る。表 5.8.1に Da測定値を示す。測定された Daの値は，外側溶液の pHには依存しない

結果であった。

Smに対する De実測値は，Sato（1999c）において，間隙水の pHを調整し，Sm3+であ

るとした値が，乾燥密度 1.8 Mg/m3に対して 7.3×10-11 および 1.3×10-10 m2/sの値が報告

されている。この値は，同じ密度のHTOの De （5.2.1）式から乾燥密度 1.8 Mg/m3 に対

して計算される値 7.7×10-11 m2/s）よりも小さな値である。


Sm は設定された間隙水中では，高次の陰イオンの炭酸錯体が支配的となるものの，一

部陽イオンの炭酸錯体も共存するなど，複雑な溶存化学種の分配となる（東ほか，1999）。

拡散試験条件における溶存化学種の推定と，処分環境における化学種との違いについては

Appendix-1 で議論する。ここでの Kd の導出においては，De 値は，4.5 項の議論に従い，

HTOの値を用いることとした。

表 5.8.2 および図 5.8.1に求められたKd値を示す。図中のプロットは重なっているが，

測定点は10点であり，乾燥密度0.8 Mg/m3と1.4 Mg/m3では明らかに密度依存が認められ

る。また，後述の Am との類似性も考慮して，ここでは Kd の密度依存があるものとして

取り扱う。

Sato（1997）の全データに対して乾燥密度(ρ)と log Daの関係式を直線回帰により導出

した。この直線と各点の値の差（残差）を求め，計算される log Daより大きな測定値との

最大残差を，回帰式から得られる値に加えた値（回帰直線を一番外れたプロットを通る様

に上方向に平行移動する）を，実験誤差を考慮した保守的な log Daとした。乾燥密度 1.6

Mg/m3 に対してこのようにして求められる Da値（3.1×10-14 m2/s，図 5.8.2参照）と，

（5.2.1）式による，乾燥密度 1.6Mg/m3の Deから Kdを導出した。その結果 Kdは 2.4

m3/kgと計算される。

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－53－


Sm のベントナイトに対するバッチ収着試験データは非常に限られており，報告値の信

頼性が高いものが少ない。上田ほか（1999）は，0.01 mol/lの NaCl 溶液中で 6 7×102

m3/kg の値を報告している。この報告は，初期濃度が溶解度以下であることを確認してい

る等の点で Sm に対して唯一信頼性の高いデータであると言える。他に，Rancon and

Ranchon（1979）の希薄系地下水，Berger（1992）の合成海水での報告値があるが，いず

れも pH 7 10 の pH領域で，1 m3/kgを上回る値を報告している。



不明である。本報告においては，いずれの間隙水に対しても同様の分配係数値を設定する

こととする。Daから求められるKdを保守的にまるめて，すべての間隙水に対してKd = 1

m3/kgを設定する。

JNC TN8400 99-072

－54－

表 5.8.1　サマリウムの見かけの拡散係数測定値（Sato,1997）

Samarium乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

0.8 1.0E-13 Kunigel V1 100%DDW +NaOH orHCl(pH 8~11) aerobic R.T.(24.8) 7.70 - 2 [w] under low pressure conditioin 32 [d] 0.001M-SmCl3 0.1 [ml]

a constant concentrationboundary,

one side diff.



one side diff.



one side diff.



one side diff.



one side diff.



one side diff.



one side diff.



one side diff.



one side diff.



one side diff.



one side diff.

JNC

TN8400 99-072

－55－

表 5.8.2 拡散係数から導出されるサマリウムの分配係数

図 5.8.1 拡散係数から導出されるサマリウムの分配係数


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.8 0.704 1.0E-13 7.4E-10 9.29 Sato,1997 外側pH約８

0.8 0.704 1.0E-13 7.4E-10 9.29 Sato,1997 外側pH約８

1.4 0.481 4.0E-14 1.9E-10 3.40 Sato,1997 外側pH約８

1.4 0.481 3.0E-14 1.9E-10 4.53 Sato,1997 外側pH約８

1.8 0.333 2.0E-14 7.7E-11 2.13 Sato,1997 外側pH約８

1.8 0.333 8.0E-15 7.7E-11 5.33 Sato,1997 外側pH約８

0.8 0.704 1.0E-13 7.4E-10 9.29 Sato,1997 外側pH約11

0.8 0.704 1.0E-13 7.4E-10 9.29 Sato,1997 外側pH約11

1.4 0.481 4.0E-14 1.9E-10 3.40 Sato,1997 外側pH約11

1.4 0.481 3.0E-14 1.9E-10 4.53 Sato,1997 外側pH約11

1.8 0.333 8.0E-15 7.7E-11 5.33 Sato,1997 外側pH約11

10-2

10-1

100

101

102

0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0

外側pH８

外側pH11

乾燥密度(Mg/m3)

分配係数（m

3/kg）

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－56－

図 5.8.2 ばらつきを考慮したサマリウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性

-15.0

-14.0

-13.0

-12.0

0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0

外側pH8

外側pH11


log Da (m/s)



JNC TN8400 99-072

－57－

5.9 鉛（Pb）

鉛に関する Da は本設定の実施時点においては報告されていなかった。したがって，Da

が存在する元素の中から，緩衝材中での溶質の移行という観点で，Pb と類似した化学的

振るまいをすると推定される元素を選定することとした。

Pb は溶液中では Pb(II)が安定であり，溶存化学種としては Pb2+ に加え，溶液条件に応

じて，他の配位子と錯体をつくることが知られており，熱力学データも比較的整備されて

いる（Lothenbach et al.,1999）。データの議論の対象としているクニゲル V1に対して，

Da報告値が存在する２価の金属イオンは，Sr，Ra，Ni，がある。これらの元素の FRHP

間隙水中での溶存化学種を JNC-TDB（Yui et al., 1999）を用いて計算すると，Srおよび

Raは，それぞれ，Sr2+およびRa2+イオンであるのに対し，NiはNiCO3(aq)となり，Pbの

溶存化学種（PbCO3(aq)）と同様の中性の炭酸錯体を形成する。したがって，本設定にお

いては，Pbに対し，Niを類似元素とし，Niの Daデータから Kd の設定を行うこととし

た。

拡散データ

Niに対するベントナイト中の Daデータは，Sato and Yui（1997）および Sato（1999b）

がある。表 5.9.1，表 5.9.2に，それぞれデータを示す。Sato and Yui（1997）はベントナ

イト 100%試料であるのに対し，Sato（1999b）は，ベントナイト 70％ + ケイ砂 30％試

料である。後者の方が前者に比べ，2 桁程度小さな値を報告しているが，この原因として，

前者の拡散試験におけるトレーサー塗布濃度が高かった為に，収着が非線形領域となり

Kdが小さくなった可能性を Sato（1999b）において議論している。

Pb に対する De 実測値は存在しない。Ni については，Sato（1999c）が乾燥密度 1.8

Mg/m3 の試料で，pHを調整し，Ni2+ に対して Deが 2.6 2.8×10-11 m2/sであると報告

している。この値は，同じ密度の HTOの De（5.2.1）式から乾燥密度 1.8 Mg/m3 に対し

て計算される値（7.7×10-11 m2/s）よりも小さな値である。

なお，設定のためのデータフリーズの後に，芦田ほか（1999）により，Pbの Daが報告

されているが，後述の本報告書での設定値と矛盾するものではない。詳細は，芦田ほか

（1999）を参照されたい。


上記の Daの議論に従い，Sato（1999b）の報告による Da 値の方が，評価の対象として

いる元素濃度（Pbの FRHP間隙水中での溶解度は 2×10-6 mol/l）と整合していることか

JNC TN8400 99-072

－58－

ら，このDa値を用いることとした。Deは，FRHP間隙水中で中性の炭酸錯体が支配化学

種であること等から，4.5 項の議論に従い，HTO の値を用いることとした。Kd は 0.2

0.3 m3/kgと計算される。表 5.9.3 に計算された Kd値を示す。


Pb のベントナイトに対するバッチ収着試験データは，比較的多く存在するものの，低

pH 領域のものが多く，中性からアルカリ領域のデータに対しては炭酸塩等の沈澱を起こ

していると推定されるものも少なくない。たとえば，Ochs et al.（1998）では，熱力学吸

着モデルによるバッチ収着試験の解析を行っているが，Lothenbach et al.（1997）の収着

試験のうち，pH7 以上での実験については，PbCO3(s)の沈澱を考慮することで，測定さ

れた液中 Pb濃度を良く説明出来るとしている。Lothenbach et al.（1997）の pH 6以下の

試験では，0.1 0.3 m3/kg程度の Kdが計算され，pHの低下と伴に Kdが減少する傾向が

認められる。同様の pHの影響は Ulrich and Degueldre (1993) においても pH 5～7にお

いて認められている。イオン強度の影響については，Ulrich and Degueldre (1993) の報告

において，pH 5および 6の条件では，イオン強度の上昇とともに Kdが低下する傾向が認

められているが，pH 7 ではイオン強度の影響は顕著でなく， 30 200m3/kg の Kd を

報告している。Ulrich and Degueldre (1993)の実験では初期 Pb濃度が十分に小さい為，

データの信頼性は高いと考えられる。中性付近で初期溶液の Pb 溶解度を考慮した試験と

して，池田・雨夜（1998）の海水条件での報告があり，pH 8 で 8 m3/kg および 30 m3/kg

以上の値を報告している。


上記のバッチ試験データから，対象としている空隙水の pH領域では，pH，イオン強度

依存性は顕著ではなく，いずれの条件でも高い収着性が期待できる。温度に対しての傾向

性は不明である。本報告においては，いずれの間隙水に対しても，Niの見かけの拡散係数

から導出される Kd値より，同一の分配係数値を設定することとする。したがって，Niの

Da から計算される値を保守的にまるめ，すべての設定された間隙水に対して Kd = 0.1

m3/kgを設定する。

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－59－

表 5.9.1　ニッケルの見かけの拡散係数測定値（Sato and Yui,1997）

Nickel乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

0.8 1.1E-11 Kunigel V1 100% DDW aerobic 25 - - 3 [w] 5 [d] 0.01M NiCl2 0.1 [ml]plane source,both sides diff.










表 5.9.2　ニッケルの見かけの拡散係数測定値（Sato,1999b）

Nickel乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]

1.8 1.9E-13Kunigel V1 70% +silica Sand 30% DDW aerobic 60 - - > 10 [d] 48 [d] 2.1E-06 0.025 [ml]


1.8 1.3E-13Kunigel V1 70% +silica Sand 30% DDW aerobic 60 - - > 10 [d] 56 [d] 2.1E-06 0.025 [ml]


JNC

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－60－

表 5.9.3 拡散係数から導出されるニッケルの分配係数（Pbのアナログ元素としてデータを利用）


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.8 0.333 1.9E-13 7.7E-11 0.22 Sato,1999b ケイ砂30%混合試料

1.8 0.333 1.3E-13 7.7E-11 0.33 Sato,1999b ケイ砂30%混合試料

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－61－

5.10 ラジウム（Ra）

Ra は Ra(II)が安定であり，設定された間隙水中での溶存化学種は，いずれも Ra2+であ

るとしている（東ほか，1999）。しかしながら，JNC-TDB（Yui et al., 1999）では十分

な議論が行われておらず，TDB中に採用されている化学種は，Ra2+の他には RaOH+ およ

び RaSO4(aq)のみであり，必ずしも十分ではないことに留意しなくてはならない。

拡散データ

Tachi et al.（1999b）において，蒸留水浸漬試料では，乾燥密度 1.4および 1.8 Mg/m3

の試料に対して，3%NaCl溶液浸漬試料では，乾燥密度 1.8 Mg/m3の試料に対して，見か

けの拡散データが報告されている（表 5.10.1）。3%NaCl 溶液浸漬試料では，蒸留水浸漬

試料よりも小さなDaを示しており，3%NaCl溶液浸漬試料の方が，Raの移行はより遅延

される結果となっている。

Raに対する De値は報告されていない。


上述の様に，間隙水中の Raの溶存化学種は単純な 2価の陽イオンであると推定される。

Ra2+の自由水中の拡散係数(Do)は，8.9×10-10 m2/s（化学便覧，1975）であり，Cs+ の Do

（2.06×10-9 m2/s， (Marcus, 1997)）よりも小さく，Ni2+（Do=6.61×10-10 (化学便

覧,1993)）等の他の２価の陽イオンの Doと近い値である。また，5.9項に記述したように

Ni2+ の DeはHTOのそれよりも小さいと報告されている（Sato, 1999c）ことから，Ra2+

の De として，陽イオンのアナログとして Cs+ の値を与えることは過大であり，HTO の

Deを与えることが適切であると判断した。なお，この Deの設定は，核種移行評価で用い

られる Deの設定（Sato，1998）と整合している。

Tachi et al.（1999b）の報告による Da とHTOの Deから計算される Kd値を表 5.10.2

および図 5.10.1に示す。試験点数が少なく明確ではないが，蒸留水浸漬条件の Daに，乾

燥密度の増加とともに Kdが低下する傾向が認められる。Csなどの他の陽イオンで認めら

れる傾向も考慮し，Kdに密度依存性があるものとして，乾燥密度(ρ)と log Daの関係式

を直線回帰により導出した。この直線と各点の値の差（残差）を求め，計算される log Da

より大きな測定値との最大残差を，回帰式から得られる値に加えた値（回帰直線を一番外

れたプロットを通る様に上方向に平行移動する）を，実験誤差を考慮した保守的な log Da

とした。乾燥密度 1.6 Mg/m3 に対してこのようにして求められる Da値は 8.8×10-12 m/s

（log Da = -11.1，図 5.10.2参照）となる。この値と，（5.2.1）式による，乾燥密度

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－62－

1.6Mg/m3のHTOのDeからKdを導出した。その結果，Kdは0.008 m3/kgと計算される。


Tachi et al.(1999b)では，ベントナイト，およびベントナイトから抽出した純粋スメク

タイトに対し，蒸留水および 0.1M NaCl 溶液中で pH をパラメータとしたバッチ収着試

験を報告している。蒸留水に比べ，0.1M NaCl 溶液では，Kdが低下する傾向が認められ

る。蒸留水では，ベントナイトで 3 m3/kg > 15 m3/kg，純粋スメクタイトでは > 19

m3/kgであるのに対し，0.1M NaCl 溶液では，それぞれ，0.2 0.8 m3/kg，0.4 1.4

m3/kgの Kdが報告されている。また，pH の上昇にともない，Kd が増加する傾向が認め

られる。温度を変化させた試験として，Ames et al.(1983b)，Salter et al.(1981)等の報告

がある。前者では，60℃でのKdは 25℃のそれと比べて１／３程度であるとの報告である

が，後者では 23℃よりも 60℃の方がわずかに高いKdを示しており，必ずしも傾向性は明

確ではない。


イオン強度の影響については，上述の様に，バッチ試験データではイオン強度の上昇と

ともに，Kd が低下する傾向が認められているが，拡散試験では 3%NaCl を浸漬した試料

に対するDaが蒸留水を浸漬した試料のそれよりも小さく，わずかに大きなKdが計算され

ている。したがって，4.5 項での議論に従って，SRHP 間隙水に対しても拡散から計算さ

れる Kdに基づいた値を設定する。

Daから計算される値が，ほぼ0.01m3/kgであることから，すべての設定された間隙水に

対して Kd = 0.01 m3/kgを設定する。

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－63－

表 5.10.1　ラジウムの見かけの拡散係数測定値（Tachi,1999b）

Radium乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

1.4 1.1E-11 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. - - ≧10 [d] 7 [d] 6e-7 [mol/l] -a constant concentrationboundary, both sides diff. sliced step 0.5[mm]




1.8 2.2E-12 Kunigel V1 100% 3% NaCl aerobic R.T. - - ≧10 [d] 20 [d] 6e-7 [mol/l] -a constant concentrationboundary, both sides diff. sliced step 0.5[mm]

1.8 2.7E-12 Kunigel V1 100% 3% NaCl aerobic R.T. - - ≧10 [d] 20 [d] 6e-7 [mol/l] -a constant concentrationboundary, both sides diff. sliced step 0.5[mm]

JNC

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－64－

表 5.10.2 拡散係数から導出されるラジウムの分配係数

図 5.10.1 拡散係数から導出されるラジウムの分配係数


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.4 0.481 1.1E-11 1.9E-10 0.012 Tachi et al.(1999b)

1.4 0.481 1.0E-11 1.9E-10 0.013 Tachi et al.(1999b)

1.8 0.333 6.0E-12 7.7E-11 0.007 Tachi et al.(1999b)

1.8 0.333 6.9E-12 7.7E-11 0.006 Tachi et al.(1999b)

1.8 0.333 2.2E-12 7.7E-11 0.019 Tachi et al.(1999b) 3% NaCl

1.8 0.333 2.7E-12 7.7E-11 0.016 Tachi et al.(1999b) 3% NaCl

10-3

10-2

10-1

100

1.3 1.4 1.5 1.6 1.7 1.8 1.9

Tachi et al.1999b

同上（3%-NaCl)

乾燥密度(Mg/m3)

分配係数（m

3/kg）

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－65－

図 5.10.2 ばらつきを考慮したラジウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性

-12.0

-11.5

-11.0

-10.5

-10.0

1.2 1.4 1.6 1.8 2.0

Tachi et al.1999b

log Da (m/s)




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－66－

5.11 アクチニウム（Ac）

Ac は Ac(III)が安定で酸化還元に対しては鋭敏でない。Ac の化学的性質はランタン

（La）と強い類似性を有している（Katz et al., 1986）。熱力学データ整備における検討

では，Ac に対する信頼性の高いデータが不足していることから，他のアクチノイド 3 価

（例えば Am，Cm）およびランタノイド（Sm）との化学的類似性を考慮して，Acを含む

これらの元素に対して，Am に対して整備されたデータを適応することが適切であるとさ

れている（Yui et al., 1999b）。

拡散データ

Acに対する拡散データは，Da，Deのいずれも存在しない。


Baston et al.（1999）が窒素雰囲気で，蒸留水との平衡液中に還元剤（Na2S2O4）を添

加した系で，室温および 60℃の温度条件で Kdを報告している。10,000 MWCOの限外濾

過フィルターで固液分離を行った試験において，21℃で94 m3/kgおよび130 m3/kg，60℃

で 93 m3/kgおよび 160 m3/kg の値を報告しており，温度の傾向性は認められない。


拡散データが存在する化学的類似元素として，Ac の La との強い類似性から，他のアク

チノイド元素（III価）との類似性よりも，ランタノイドとの類似性を重視し，Smに対す

るKdの設定値をAcの設定値とする。したがって，すべての間隙水に対して，1 m3/kg と

する。

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－67－

5.12 トリウム（Th）

Th は酸化還元に鋭敏ではなく，Th(IV)で安定に存在する。Th に関する Da は，本設定

実施時点においては報告されていなかった。したがって，化学的類似性があると考えられ

る，他のアクチノイド IV価（U(IV)，Np(IV)）に対するデータと統一的な検討を行い，共

通の設定を行うこととする。

拡散データ

Th に対する Da は，本設定実施時点においては存在しなかった。その後，上田ほか

（1999）の中で，Da が報告されているが，その値は，後述の本設定値と矛盾するもので

はなかった。

Thに対する Deは存在しない。


ベントナイトに対する Thのバッチ収着データは非常に少ない。Allard et al.(1997)が，

ベントナイト 10％+ケイ砂 90％の混合材料に対して，イオン強度の異なる模擬地下水で，

温度および試験期間を変化させたバッチ試験結果を報告している。イオン強度の高い方が，

Kdが大きい傾向が認められるものの，Allard et al.(1997)では，初期濃度や固液分離方法

が適切でない。溶解度を確認して初期濃度を決定したバッチ試験の報告として，上田

（1999）がある。蒸留水，人工海水，0.1M NaHCO3溶液で試験を行っているが，蒸留水，

人工海水では溶液中の濃度が検出下限以下となり，それぞれ，0.08 m3/kg 以上，0.8

m3/kg 以上と評価される。水酸化炭酸錯体が支配化学種となると推定される，炭酸添加条

件においては，初期濃度を高く設定できたため，14 m3/kgおよび 17 m3/kgという高いKd

がえられており，水酸化炭酸錯体もベントナイトに高い収着性を示すことがわかる。上述

の様に，検出下限値以下の値が多く，溶液組成の依存性は明確ではない。


上述の様に Thには，Da が存在しないため，類似元素として，他のアクチノイド IV 価

（後述の U(IV)および Np(IV)）の値を適用することとし，すべて設定された間隙水に対し

て，1 m3/kgを設定する。

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－68－

5.13 プロトアクチニウム（Pa）

Paは溶液中でPa(IV)およびPa(V)をとり得る。設定されている間隙水に対しては，いず

れの条件においても 5 価が卓越し，PaO(OH)3(aq) が支配化学種となると推定されている

（東ほか，1999）。

拡散データ

Paに対する拡散データは Da，Deのいずれも存在しない。


Baston et al.（1999）では還元剤（Na2S2O4）を添加した還元条件下で，室温および 60℃

試験を実施している。彼らの熱力学計算によると試験条件において Pa は 5 価であると推

定している。また，Pa は多量体をつくることが指摘されており（Berry et al., 1989），

Baston et al.（1999）においても固相添加前の Pa含有初期溶液の濾過を行っていない。

したがって，限外濾過等による固液分離は分配係数を過大に見積もる可能性があることに

留意する必要がある。遠心分離による固液分離で，室温で，34 m3/kg および 54 m3/kg，

60℃では 2.1 m3/kgおよび 11 m3/kgの値が得られており，室温より小さな値ではあるが，

値の再現性が悪く，温度依存性は明確ではない。また，合成地下水を用いた Allard et al.

（1982）の大気中の実験では，5 m3/kgが報告されている。


上述の様に Paには，Daが存在しないため，類似元素を考える。Paは 5価のアクチノ

イド元素であるが，他のアクチノイド元素の5価とは水溶液中でのふるまいが異なり，Np，

Pu等は，5価の溶存化学種としてMO2+ イオン(Mはアクチニド)が安定であり，加水分解

種は，MO2(OH)n-(n-1) の形態を取るのに対し，Paの加水分解種は PaO(OH)n3-nでの形態を

取るとされている（たとえば，Katz et al., 1986；Fuger, 1992）。設定されている間隙水

中での溶存化学種も PaO(OH)3(aq)であり，-OH 基による固相への収着反応が期待できる

と考え，空隙水中で中性の水酸化物錯体が予測される Sn（間隙水中で Sn(OH)4(aq)が支配

的，ただし pH に依存して Sn(OH)5-が共存する）を類似元素とし，Sn に対する設定値を

Paに対して適用することとし，すべて設定された間隙水に対して，1 m3/kgを設定する。

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－69－

5.14 ウラン（U）

U は酸化還元に鋭敏で，溶液中で U(III)価から U(VI)価までの酸化還元状態をとり得る

が（Katz et al., 1986），このうち評価対象の間隙水条件で安定に存在するのは U(IV)およ

びU(VI)である。設定された間隙水中における支配化学種は，酸化性の FOHP間隙水では

U(VI)の炭酸錯体 UO2(CO3)34- および UO2(CO3)22- であるが，他の還元性の間隙水中では

U(IV)の U(OH)2(CO3)22- あるいは U(OH)4(aq) が支配化学種となることが推定されている

（東ほか，1999）。なお，前述のように U(IV)については，Th(IV)，Np(IV)との化学的類

似性が指摘されているため，これらのアクニチド IV価については統一的な検討を行い，共

通の設定を行うこととする。

拡散データ

Daについては，大気雰囲気では，Idemitsu et al.（1994）および Idemitsu et al.（1996）

の報告があり，前者では，ケイ砂混合の影響についても試験を行っている。また，

Tsukamoto et al.（1995）は，90℃の条件で，放射性ガラス粉末浸出液と圧縮ベントナイ

トに接触させた試験でのベントナイト中の拡散プロファイルから Da を報告している。こ

れらの大気雰囲気での Da データを表 5.14.1 表 5.14.3 および図 5.14.1 に示す。

Tsukamoto et al.（1995）の試験は 90℃で行われているため，Kdの導出にあたっては，

（5.7.3）式に従って Deを 90℃に補正して用いた。その結果，Daが同じ密度の Idemitsu

et al.（1996）と変わらない場合でも，90℃での De が大きく見積もられるため，大きな

Kdとなっている。

還元条件でのデータとして，Idemitsu et al.（1994）および Idemitsu et al.（1996）で

は，鉄腐食生成物を拡散させ，炭素鋼を共存させた条件でのUの拡散試験を行っており，

還元の程度は明らかではないものの，還元条件（U(IV)）の拡散プロファイルであると考察

している。Idemitsu et al.（1994）では，ケイ砂混合の影響についても報告している。ま

た，加藤ほか（1999）が低酸素雰囲気で拡散カラムを還元性溶液に浸漬させた条件で見か

けの拡散係数を報告している。蒸留水系と海水系（3%NaCl）の２種類の溶液を用いた試

験を行っている。加藤ほか（1999）では，固相中にわずかに存在する Uのバックグラウン

ド補正の問題や，得られたプロファイルの再現性が良くない等の問題があるものの，拡散

源近傍のプロファイルと，より深くまで拡散していると思われる２次プロファイルの存在

を考察している。これらの還元条件での Daデータを表 5.14.4 表 5.14.6および図 5.14.2

に示す。

De については，佐藤・澁谷（1994）が，大気中で模擬ベントナイト平衡水を用いた

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－70－

U(VI)の値を報告しており，支配化学種は UO2(CO3)44- であると推定している。


還元条件に対しては，加藤ほか（1999），Idemitsu et al.（1994）および Idemitsu et al.

（1996）のデータをあわせて評価することとした。還元条件での De 実測値が存在せず，

中性の溶存化学種が支配的であることから，導出にはHTOのDe値を用いた。各密度での

値は（5.2.1）式により計算した。表 5.14.6 および図 5.14.2 に Kd 値を示す。加藤ほか

（1999）による Kd 値は，バラツキが大きいものの，信頼性が低いと判断されている値を

除くと，何れも 2 m3/kgを上回る値を示している。鉄を拡散させた Idemitsu らの報告か

ら求められる Kdは 0.4 2 m3/kgの範囲であり，ほぼ１m3/kgの値が得られている。

酸化性の間隙水に対しては，佐藤・澁谷（1994）の，大気中で模擬ベントナイト平衡水

を用いた Deの値を基に FOHP間隙水に対する Deが設定されており，次の De [m2 s-1] と

乾燥密度（ρ[Mg m-3]）の関係式が与えられている。

De = 7.29×10-11×exp(-1.49×ρ) （5.14.1）式

しがたって，FOHP間隙水に対する Kdは，各乾燥密度に対して（5.14.1）式から計算さ

れる Deと，表 5.14.1および表 5.14.2に示された Daの値から得られる Kdを基に設定す

ることとした。計算されるKdの値を表 5.14.7および図 5.14.3に示す。求められる Kdは

0.002 0.008 m3/kgの範囲であり，ほぼ 0.005 m3/kg程度の値が得られている。


大気中での U(VI)の収着データについては比較的多くの報告がある。たとえば，

Zachara and Mckinley（1993）およびMcKinley et al.,（1995）では，炭酸の共存しない

窒素雰囲気の条件下で，イオン強度および pH を変化させた試験を行っており，酸性側で

はイオン強度の上昇とともに，Kd が低下するが，中性からアルカリ側ではイオン強度に

依存せず，3 m3/kgを上回る値が報告されている。また，Ames et al.,(1983a)においては，

大気条件で，初期 U濃度，温度および溶液条件（NaCl および NaHCO3）をパラメータと

したバッチ収着試験を実施しており，NaCl溶液系では 0.2 0.6 m3/kg， HCO3溶液系

では，およそ0.001 0.09 m3/kgのKdが得られており，炭酸錯体形成による分配係数の

低下が示唆されている。炭酸系では温度の上昇による Kd の上昇が認められている。また，

Baston et al.(1995)においては，窒素雰囲気の非還元条件下で，蒸留水系，海水系のいず

れもの条件に対しても，0.2 m3/kg程度の Kdを報告している。

還元条件での収着データは極めて限られており，U(IV)が期待される試験としては，窒

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素雰囲気で還元剤として Na2S2O4 を添加した系で，室温での実験結果が Baston et al.,

（1995）に報告されている。蒸留水系で 520 670 m3/kg，海水系で 150 170 m3/kgの値

が報告されている。しかしながら，蒸留水系と海水系では溶液の pH 条件が異なるため，

イオン強度の影響によるものか，pH 変化によるものかは同定できない。さらに，Baston

et al.,（1995）の Uの実験は，初期 U濃度が 1.5×10-7 mol/lと，溶解度を超えている可能

性が否定できない。Baston et al.,（1997）では，初期 U濃度を約 1×10-7 mol/lとして，

温度を変化させた試験結果を報告している。蒸留水系で 21℃において，18 28 m3/kg，

60℃で38 52 m3/kgと，温度の上昇とともに，わずかにKdが上昇しているが，温度依

存性は明確ではない。


還元条件でのUの拡散データについては，アクチニド IV価相互の化学的類似性を考慮

して，次項で議論する還元条件での Np（Np(IV)）に対して，拡散から求められる Kd値を

併せて評価する。

前述の様に，加藤ほか（1999）による Kd 値は，信頼性が低いと判断されている値を除

くと，いずれも 2 m3/kgを上回る値を示している。鉄を拡散させた Idemitsu らの報告で

は還元の程度は明確ではないものの，ほぼ１m3/kg の値が得られている。後述の還元条件

での拡散試験（加藤ほか，1999）からも還元性の化学種については，ほぼ１m3/kg を上回

る値が期待されることなどから，レファレンスケース（FRHP）間隙水に対して１m3/kg

を設定する。還元条件下でのKdのpH依存性についてはデータが存在せず不明であること

から，他の降水系地下水に対しても同様とする。

海水系での Uおよび Npの拡散試験から得られる Kdは，蒸留水系のそれと比べて，ほ

ぼ等しいかあるいは大きな値が得られていることから，SRHP 間隙水にたいしても，同じ

くの１m3/kgを設定する。

酸化性の間隙水に対しては，上述のとおり，大気条件で測定されたDaおよびDeから導

出される値を基に，ばらつきの中から，低めの値として Kd = 0.005 m3/kg を設定する。

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－72－

表 5.14.1　大気雰囲気でのウランの見かけの拡散係数測定値（Idemitsu et al.,1994）

Uranium (aerobic)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量

1.61 9.0E-13 Kunigel V1 100% Deionized Water - R.T. - - 1 [m] at reduced pressure 47[d] - 10 [μl]ca. 1 [μg]of U233


1.71 1.4E-12 Kunigel V1 100% Deionized Water - R.T. - - 1 [m] at reduced pressure 53 [d] - 10 [μl]ca. 1 [μg]of U233


1.82 8.0E-13 Kunigel V1 100% Deionized Water - R.T. - - 1 [m] at reduced pressure 53 [d] - 10 [μl]ca. 1 [μg]of U233


1.61 1.3E-12Kunigel V1 60% +silica Sand 40% Deionized Water - R.T. - - 1 [m] at reduced pressure 56[d] - 10 [μl]

ca. 1 [μg]of U233



ca. 1 [μg]of U233



ca. 1 [μg]of U233


表 5.14.2　大気雰囲気でのウランの見かけの拡散係数測定値（Idemitsu et al.,1996）

Uranium (aerobic)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量

1.0 2.2E-12 Kunigel V1 100% Deionized Water - R.T. (23) - - 1 [m] at reduced pressure 29[d] to 121[d] - 100 [μl]ca. 10 [μg]of U233












表 5.14.3　大気雰囲気でのウランの見かけの拡散係数測定値（Tsukamoto et al.,1995）

Uranium (aerobic)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]

1 2.E-12 Kunigel V1 100%pre-equilibrqted (1000ml/g)

bentonite solution - 90 - -1 [w] sample was vacumed

before contanct the solution 208 [d]radioacitive glass leachate

1g-glass/30ml-benonite solutiona constant concentrationboundary, one side diff,

1 5.E-12 Kunigel V1 100%pre-equilibrqted (1000ml/g)


before contanct the solution 375 [d]radioacitive glass leachate

1g-glass/30ml-benonite solutiona constant concentrationboundary, one side diff,

JNC

TN8400 99-072

－73－

図 5.14.1 大気条件下でのウランに対するベントナイト中の見かけの拡散係数

10-14

10-13

10-12

10-11

0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2

Idemitsu et al.,1996Idemitsu et al.,1994同　ケイ砂40％Tsukamoto et al.,1995(90℃)

Da (m/s)


JNC TN8400 99-072

－74－

表 5.14.4　還元条件でのウランの見かけの拡散係数測定値（Idemitsu et al.,1994）

Uranium (with Carbon Steel)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量

1.61 9.3E-14 Kunigel V1 100% Deionized Water - R.T. - - 1 [m] at reduced pressure 63 [d] - 100 [μl]ca. 10 [μg] ofU233 in 1M HNO3






1.61 3.5E-14Kunigel V1 60% +silica sand 40% Deionized Water - R.T. - - 1 [m] at reduced pressure 107 [d] - 100 [μl]

ca. 10 [μg] ofU233 in 1M HNO3








表 5.14.5　還元条件でのウランの見かけの拡散係数測定値（Idemitsu et al.,1996）

Uranium (with Carbon Steel)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量


a constant concentrationboundary, one side diff. *











* One side of Carbon steel was corroded by 100ul of 1M HNO3 for 2days at 25C.

A partly corroded carbon steel was contacted with bentonite for 7days.

JNC

TN8400 99-072

－75－

表 5.14.6　還元条件でのウランの見かけの拡散係数測定値（加藤ほか，1999）

Uranium (reducing)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

1.4 (1.2E-13)*# Kunigel V1 100%Distilled water+0.005M Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 55 [d] (contain precip.) 25 [μl]


sliced step0.5[mm]

1.4 (6.8E-14)* Kunigel V1 100%Distilled water+0.005M Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 123 [d] (contain precip.) 25 [μl]


sliced step0.2[mm]

1.4 1.2E-15 Kunigel V1 100%Distilled water+0.005M Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 174 [d] (contain precip.) 25 [μl]


sliced step0.2[mm]



sliced step0.5[mm]

1.8 1.1E-14 Kunigel V1 100%Distilled water+0.005M Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 123 [d] (contain precip.) 25 [μl]


sliced step0.2[mm]



sliced step0.2[mm]

1.8 1.8E-14# Kunigel V1 100%3% NaCl + 0.005M

Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 96 [d] (contain precip.) 25 [μl]a constant concentrationboundary, one side diff.

sliced step0.5[mm]

1.8 2.1E-14 Kunigel V1 100%3% NaCl + 0.005M


sliced step0.2[mm]

1.8 9.3E-15 Kunigel V1 100%3% NaCl + 0.005M


sliced step0.2[mm]

* calculated from second profile with a constant boundary condition# poor reliablity because the profile is very close to background U concentration

JNC

TN8400 99-072

－76－

図 5.14.2 還元条件下でのウランに対するベントナイト中の見かけの拡散係数

10-15

10-14

10-13

10-12

0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2

加藤ほか,1999

同　3%Nacl

Idemitsu et al., 1996

Idemitsu et al., 1994

同　ケイ砂40％

Da (m/s)


JNC TN8400 99-072

－77－

表 5.14.7 拡散係数から導出される還元条件下でのウランの分配係数

図 5.14.3 拡散係数から導出される還元条件下でのウランの分配係数


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.4 0.481 1.2E-13 1.9E-10 1.13 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ,信頼性低）

1.4 0.481 6.8E-14 1.9E-10 2.00 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.4 0.481 1.2E-15 1.9E-10 113.32 加藤ほか，1999


1.8 0.333 1.1E-14 7.7E-11 3.88 加藤ほか，1999


1.8 0.333 1.8E-14 7.7E-11 2.37 加藤ほか，1999 3% NaCl,(信頼性低）

1.8 0.333 2.1E-14 7.7E-11 2.03 加藤ほか，1999 3% NaCl

1.8 0.333 9.3E-15 7.7E-11 4.59 加藤ほか，1999 3% NaCl

1.0 0.630 4.4E-13 4.7E-10 1.07 Idemitsu et al.,1996

1.2 0.556 2.5E-13 3.0E-10 1.00 Idemitsu et al.,1996

1.4 0.481 2.1E-13 1.9E-10 0.65 Idemitsu et al.,1996

1.6 0.407 7.3E-14 1.2E-10 1.03 Idemitsu et al.,1996

1.8 0.333 4.8E-14 7.7E-11 0.89 Idemitsu et al.,1996

2.0 0.259 3.4E-14 4.9E-11 0.72 Idemitsu et al.,1996

1.61 0.404 9.3E-14 1.2E-10 0.79 Idemitsu et al.,1994

1.71 0.367 5.5E-14 9.4E-11 1.00 Idemitsu et al.,1994

1.82 0.326 1.1E-13 7.3E-11 0.37 Idemitsu et al.,1994

1.61 0.404 3.5E-14 1.2E-10 2.10 Idemitsu et al.,1994 silica sand 40%



10-1

100

101

102

103

0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2

加藤ほか，1999同　3%NaClIdemitsu et al.,1996

Idemitsu et al.,1994 同　ケイ砂40%

乾燥密度(Mg/m3)

分配係数（m

3/kg）

JNC TN8400 99-072

－78－

表 5.14.8 拡散係数から導出される大気条件下でのウランの分配係数

図 5.14.4 拡散係数から導出される大気条件下でのウランの分配係数

乾燥密度空隙率 Da De(U) aerobic Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.0 0.630 2.2E-12 1.6E-11 0.0068 Idemitsu et al.,1996

1.2 0.556 1.2E-12 1.2E-11 0.0080 Idemitsu et al.,1996

1.4 0.481 1.3E-12 9.1E-12 0.0046 Idemitsu et al.,1996

1.6 0.407 8.6E-13 6.7E-12 0.0046 Idemitsu et al.,1996

1.8 0.333 4.2E-13 5.0E-12 0.0064 Idemitsu et al.,1996

2.0 0.259 4.5E-13 3.7E-12 0.0040 Idemitsu et al.,1996

1.61 0.404 9.0E-13 6.6E-12 0.0043 Idemitsu et al.,1994

1.71 0.367 1.4E-12 5.7E-12 0.0022 Idemitsu et al.,1994

1.82 0.326 8.0E-13 4.8E-12 0.0031 Idemitsu et al.,1994




1 0.630 2.E-12 4.9E-11* 0.0237 Tsukamoto et al.,1995 90℃

1 0.630 5.E-12 4.9E-11* 0.0091 Tsukamoto et al.,1995 90℃

*活性化エネルギーの値を(15kJ/mol）として温度補正した値

10-4

10-3

10-2

10-1

0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2

Idemitsu et al.,1996

Idemitsu et al.,1994同　ケイ砂40%

Tsukamoto et al.,1995(90℃)

乾燥密度(Mg/m3)

分配係数（m

3/kg）

JNC TN8400 99-072

－79－

5.15 ネプツニウム（Np）

Np は酸化還元に鋭敏で，溶液中で Np(III)価から Np(VII)価までの酸化還元状態を取り

得るが（Katz et al., 1986），これらのうち評価対象の間隙水条件で安定に存在するのは 4

価および 5価である。設定された間隙水中における支配化学種は，酸化性のFOHP間隙水

では Np(V)の炭酸錯体 NpO2CO3- であるが，他の還元性の間隙水中では Np(IV)の

Np(OH)2(CO3)22- あるいは Np(OH)4(aq) が支配化学種となることが推定されており，

U(IV)と類似した化学種で存在している（東ほか，1999）。なお，前述のように Np(IV)に

ついては，Th(IV)，U(IV)との化学的類似性が指摘されているため，これらのアクチニド

IV価については，統一的な検討を行い，共通の設定を行うこととする。

拡散データ

Daについては，佐藤・澁谷（1994）および Tsukamoto et al.（1994）が，大気雰囲気

での値を報告している。Tsukamoto et al.（1994）では，高い温度（40℃および 90℃）で

の試験を行っている。

還元条件では，加藤ほか（1999）が低酸素雰囲気で拡散カラムを還元性溶液に浸漬させ

た条件での Da を報告している。加藤ほか（1999）では，蒸留水系と海水系（3%NaCl）

の２種類の溶液を用いた試験を行っている。また，得られたプロファイルには，拡散源近

傍のプロファイルと，より深くまで拡散している２次プロファイルの２通りのプロファイ

ルが存在しているとしている。これは，初期のトレーサー中に Np(IV)と Np(V)が混在して

いたことから，２次プロファイルは，Np(V)の溶存化学種による可能性があると考察して

いる。これらの Daデータを表 5.15.1 3に示す。

De については，佐藤・澁谷（1994）が，大気中で模擬ベントナイト平衡水を用いた

Np(V)の値を報告しており，支配化学種は NpO2CO3- であると推定している。


還元条件に対しては，加藤ほか（1999）の考察に従い，塗布面近傍の拡散プロファイル

を還元条件における値として用いることとした。還元条件での De 実測値が存在せず，支

配化学種として，陰イオンの水酸化炭酸錯体と中性の加水分解種が混在することから，

Kdの導出にはHTOの De値を用いた。各密度での Deの値は（5.2.1）式により計算した。

表5.15.4 および図5.14.1にKd値を示す。2次プロファイルから導出した値を除くと，Kd

は 0.9 57 m3/kg の範囲であり，蒸留水系の４点のみを見ると密度依存性があるようにも

見える。Kdの設定は前述のように，U(IV)とあわせて評価することから，全体でのバラツ

JNC TN8400 99-072

－80－

キを考慮することとし，logDa の密度依存を考慮した内挿は行わない。海水系での値は，

蒸留水系よりも大きな値を示している点があるものの，傾向性は明確ではない。

酸化性の間隙水に対しては，佐藤・澁谷（1994）が，大気中で模擬ベントナイト平衡水

を用いた Np(V)（NpO2CO3-）の De を報告しており，この値を基に FOHP 間隙水に対す

る Deが設定されており，次の De [m2 s-1]と乾燥密度（ρ[Mg m-3]）の関係式が与えられてい

る。

De = 3.61×10-10 – 3.823×10-10 ×ρ + 1.02×10-10 ×ρ2 （5.15.1）式

したがって，FOHP間隙水に対する Kdは，各乾燥密度に対して（5.15.1）式から計算さ

れる Deと，表 5.15.1および表 5.15.2に示された Daの値から得られる Kdを基に設定す

ることとした。計算されるKdの値を表 5.15.4および図 5.14.3に示す。求められる Kdは

0.007 0.02 m3/kgの範囲である。また，Tsukamoto et al.(1994)の高温での試験に対し

ては，De の温度依存性は明らかでないものの，自由水中のイオンの拡散の活性化エネル

ギー（15 kJ/mol；田島，1986）に従うものとして，Sato (1998）の方法に従って Deの温

度補正を行い，各温度でのKdを導出した。温度の上昇とともにKdが上昇する傾向が認め

られる。


大気中での Np(V)の収着データについては比較的多くの報告がある（たとえば，Ohe et

al., 1993；Kozai et al., 1995；Yamaguchi et al., 1991）。いずれの報告も，中性付近の

pHでは，0.01 m3/kgの Kdが報告されており，pHが上昇するに伴い，Kdが上昇する傾

向を示している。Ohe et al., (1993)では，26℃ 70℃の条件で温度を変化させた実験を行

っており，温度依存性は顕著ではないものの，温度とともに Kd が増加する傾向があると

している。

一方，Np(IV)が期待される還元条件では，Baston et al.(1997)において，窒素雰囲気で

還元剤として Na2S2O4を添加した蒸留水平衡液で，室温（21℃）および 60℃での実験結果

が報告されている。21℃において，6 m3/kg，60℃で 4 m3/kgと酸化状態よりも高いKdが

報告されている。温度依存性は明確ではない。


前述のように，アクチニド IV 価（U(IV)および Np(IV)）に対して，拡散から求められ

る Kd値を併せて評価し，Kdの設定を行う。したがって，前項での議論と同様に，還元条

件として信頼できる Uおよび Npの拡散係数から得られる Kd値が，ほぼ１m3/kgを上回

JNC TN8400 99-072

－81－

っていると評価されることから，レファレンスケース（FRHP）間隙水を含む降水系地下

水起源の間隙水に対して１m3/kgを設定する。また，海水系での Uおよび Npの拡散試験

から得られる Kd は，蒸留水系のそれと比べて，ほぼ等しいかあるいは大きな値が得られ

ていることから，SRHP間隙水に対しても，同じくの１m3/kgを設定する。

酸化性の間隙水に対しては，前述のとおり，Npに対して大気条件で測定されたDaおよ

び Deから導出される値を基に，低めの値として Kd = 0.005 m3/kg を設定する。

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－82－

表 5.15.1　大気雰囲気でのネプツニウムの見かけの拡散係数測定値（佐藤・澁谷，1994；佐藤，1997）

Neptinium (aerobic)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

0.4 4.0E-11 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1 [m] 2~3 [d] 46.9 [kBq/ml] 0.05 [ml]a constant concentrationboundary, both sides diff. stock 0.14M-HCl


0.8 7.0E-12 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1 [m] 7 [d] 46.9 [kBq/ml] 0.05 [ml]a constant concentrationboundary, both sides diff. stock 0.14M-HCl



2.0 2.0E-13 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1 [m] 260 [d] 46.9 [kBq/ml] 0.05 [ml]a constant concentrationboundary, both sides diff. stock 0.14M-HCl

表 5.15.2　大気雰囲気でのネプツニウムの見かけの拡散係数測定値（Tsukamoto et al.,1994）

Neptinium (aerobic)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液流量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]

1.0 2.E-12 Kunigel V1 100%pre-equilibrqted (1000ml/g)


before contanct the solution 182 [d] 60 [Bq/ml] 0.6 [ml/h]

a constantconcentrationboundary,

both sides diff.

sliced step 0.5mm(0-10mm), 2.5mm(10-

20mm)





both sides diff.


20mm)





both sides diff.


20mm)

1.0 解析不能 Kunigel V1 100%pre-equilibrqted (1000ml/g)




both sides diff.


20mm)

JNC

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－83－

表 5.15.3　還元条件でのネプツニウムの見かけの拡散係数測定値（加藤ほか，1999）

Neptinium (reducing)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

1.41.6E-14(7.7E-13)* Kunigel V1 100%


a constant concentrationboundary, one side diff. sliced step 0.5[mm]

1.41.6E-14(2.6E-12)* Kunigel V1 100%



1.42.4E-15(2.3E-13)* Kunigel V1 100%



1.84.9E-14(1.5E-13)* Kunigel V1 100%



1.83.2E-14(5.1E-13)* Kunigel V1 100%



1.81.6E-14(1.1E-13)* Kunigel V1 100%



1.42.6E-14

Kunigel V1 100%3% NaCl + 0.005M

Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 50 [d] (contain precip.) 25 [μl]a constant concentrationboundary, one side diff. sliced step 0.5[mm]

1.41.3E-15

Kunigel V1 100%3% NaCl + 0.005M

Na2S2O4 Ar R.T. 7 0.5~-0.6 1 [m] 76 [d] (contain precip.) 25 [μl]a constant concentrationboundary, one side diff. sliced step 0.2[mm]

1.81.3E-15(4.8E-14)* Kunigel V1 100%



*calculated from second profile with a constant boundary condition

JNC

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－84－

表 5.15.4 拡散係数から導出される還元条件下でのネプツニウムの分配係数

図 5.15.1 拡散係数から導出される還元条件下でのネプツニウムの分配係数


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.4 0.481 1.6E-14 1.9E-10 8.50 加藤ほか，1999

1.4 0.481 1.6E-14 1.9E-10 8.50 加藤ほか，1999

1.4 0.481 2.4E-15 1.9E-10 56.66 加藤ほか，1999

1.8 0.333 4.9E-14 7.7E-11 0.87 加藤ほか，1999

1.8 0.333 3.2E-14 7.7E-11 1.33 加藤ほか，1999

1.8 0.333 1.6E-14 7.7E-11 2.67 加藤ほか，1999

1.4 0.481 7.7E-13 1.9E-10 0.18 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.4 0.481 2.6E-12 1.9E-10 0.05 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.4 0.481 2.3E-13 1.9E-10 0.59 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.8 0.333 1.5E-13 7.7E-11 0.28 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.8 0.333 5.1E-13 7.7E-11 0.08 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.8 0.333 1.1E-13 7.7E-11 0.39 加藤ほか，1999 (2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

1.8 0.333 2.6E-14 7.7E-11 1.64 加藤ほか，1999 3% NaCl

1.8 0.333 1.3E-15 7.7E-11 32.81 加藤ほか，1999 3% NaCl

1.8 0.333 1.3E-15 7.7E-11 32.81 加藤ほか，1999 3% NaCl


10-2

10-1

100

101

102

1.2 1.4 1.6 1.8 2.0

加藤ほか，1999

同 2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ同 3% NaCl

同 3% NaCl(2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ)

乾燥密度(Mg/m3)

分配係数（m

3/kg）

JNC TN8400 99-072

－85－

表 5.15.5 拡散係数から導出される大気条件下でのネプツニウムの分配係数

図 5.15.2 拡散係数から導出される大気条件下でのネプツニウムの分配係数

乾燥密度空隙率 Da De(Np) aerobic Kd Reference 備考

[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.4 0.852 4.0E-11 2.2E-10 0.012 佐藤・澁谷,1994

0.4 0.852 6.0E-11 2.2E-10 0.007 佐藤・澁谷,1994

0.8 0.704 7.0E-12 1.2E-10 0.021 佐藤・澁谷,1994

1.4 0.481 1.0E-12 2.6E-11 0.018 佐藤・澁谷,1994

1.4 0.481 2.0E-12 2.6E-11 0.009 佐藤・澁谷,1994

2.0 0.259 2.0E-13 4.4E-12 0.011 佐藤・澁谷,1994

1 0.630 2.E-12 1.1E-10* 0.053 Tsukamoto et al., 1994 40℃



*活性化エネルギーの値を(15kJ/mol）として温度補正した値

10-3

10-2

10-1

100

佐藤・澁谷,1994

Tsukamoto et al.,1994 (40℃)

Tsukamoto et al.,1994 (90℃)

0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2

乾燥密度(Mg/m3)

分配係数（m

3/kg）

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－86－

5.16 プルトニウム（Pu）

Puは酸化還元に鋭敏で，溶液中でPu(III)価からPu(VII)価までの酸化還元状態をとり得

るが（Katz et al., 1986），このうち評価対象の間隙水条件で存在するのは Pu(III)および

Pu(IV)である。設定された間隙水中における支配化学種は，酸化性の FOHP 間隙水では

Pu(IV)の水酸化炭酸錯体 Pu(OH)2(CO3)22- であるが，他の還元性の間隙水中では，この

Pu(IV)の化学種と，Pu(III)の化学種が混合する状態となることが推定されている（東ほか，

1999）。

拡散データ

Daについては，大気雰囲気での値しか報告されていない。舘ほか（1999b）が，乾燥密

度 0.4 Mg/m3の条件で Daを報告している。Idemitsu et al.（1990）では，乾燥密度 1.6

Mg/m3 の試料では，拡散期間中で拡散プロファイルが得られなかったことから，Da は

10-14 m2/s以下であると推定している。また，Tsukamoto et al.（1995）は，90℃の条件で，

放射性ガラス粉末浸出液と圧縮ベントナイトに接触させた試験でのベントナイト中の拡散

プロファイルから Da を報告している。これらの大気雰囲気での Da データを表 5.16.1 お

よび表 5.16.2に示す。

Puに対する Deの値は報告されていない。


Puは設定された間隙水中では，高次の陰イオンの炭酸錯体や，水酸化炭酸錯体が支配的

となるものの，一部陽イオンの炭酸錯体も共存するなど，複雑な溶存化学種分配となる（東

ほか，1999）。したがって，De実測値が存在せず，適切なアナログ元素が存在しない他の

元素と同様に（5.2.1）式により導出されるHTOの Deを用いることとする。

上述の Da と HTOの De から Kd を求めた結果を表 5.16.3 に示す。舘ほか（1999）の

Daから導出される Kdはいずれも 100 m3/kgを上回る大きな値となる。


大気中での収着試験は，佐藤・澁谷（1994）等に，還元剤を加えた還元条件では，澁谷

ほか（1998），Baston et al.,(1999)等に報告されている。また，Barney(1981)では，還元

剤添加の有無などの溶液組成を様々に変化させた条件での分配係数の報告をしている。佐

藤・澁谷（1994）では，0.1N NaCl 溶液で pHをパラメータ（pH= 5 9）とした試験を

行っており， pH8付近で Kdが低下する傾向が認められ，Kdとして 0.7 31 m3/kg の

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－87－

値を報告している。還元条件の澁谷ほか（1998）では，異なる挙動を示し，pH8付近で大

きな Kdをとり，100 m3/kg程度の値が報告されている。Baston et al.,(1999)はベントナ

イト平衡液（pH9.4）に対して，60℃で 27 87 m3/kgの値を報告している。Barney(1981)

では，還元条件の方がやや高めの値であるとともに，NaCl あるいは Na2CO3を添加した

イオン強度の高い条件の方が Kdが高いとしている。

これらの違いは，Pu の酸化還元状態，溶存化学種の違いに依存していると推定される

が，化学種と対応させた Kdの傾向性については，必ずしも明確にはなっていない。


Pu は酸化還元に鋭敏な元素ではあるものの，拡散試験条件のような大気中の中性条件

では Puは主として Pu(IV)で存在するものと推定できる。一方，設定された間隙水条件で

は，レファレンスケースに対しては Pu(IV)と Pu(III)が混在する。したがって，厳密には，

Pu(III)の混在が Da に与える影響を評価するべきであるが，還元条件でのデータが存在し

ないことから，大気中での舘ほか（1999b）の値を基に保守的に設定することとした。舘

の報告では，乾燥密度の低い条件でしか測定されていないが，Kunipia-F に対して測定さ

れたDaから導出されたKdが，密度の増加とともに上昇することから，低い乾燥密度の値

を用いることが，非保守的となることは無いと判断した。しかしながら，上述のように

Pu(III)の影響が明確でないこと，他の元素に比べ Kd があまりに大きいことから，

Tsukamoto et al.（1995）の報告も参考として，レファレンスケースに対して 10 m3/kg を

設定する。また，ほぼ同様の間隙水組成であるコンクリート影響を受けた間隙水にも同じ

値とする。

SRHP 間隙水では，溶存化学種のほとんど全てが Pu(III)と計算されるが，

Barney(1981)がNaCl濃度の上昇はKdの上昇をもたらすことを報告していること，Daか

ら求められる Kd に対して十分の保守性を持った値を設定したことから，SRHP に対して

も，10 m3/kg を設定する。

FOHP 間隙水では，大気中の拡散実験条件に最も対応した間隙水条件であると考えられ

るが，他の間隙水と同様に 10 m3/kg を設定する。

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－88－

表 5.16.2　大気雰囲気でのプルトニウムの見かけの拡散係数測定値（Tsukamoto et al.,1995）

Plutonium (aerobic)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V]



before contanct the solution 208 [d]

radioacitive glass leachate1g-glass/30ml-benonite

solutiona constant concentrationboundary, one side diff.



before contanct the solution 375 [d]

radioacitive glass leachate1g-glass/30ml-benonite

solutiona constant concentrationboundary, one side diff.

表 5.16.1　大気雰囲気でのプルトニウムの見かけの拡散係数測定値（館ほか，1999）

Plutonium (aerobic)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量塗布量

0.42.2E-15(1.1E-14)* Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (25) - - 1 [m]≦ 1379 [d] 10-4M in 3M HNO3 50 [μl] 5E-09 [mol]

a constant concentrationboundary, both sides

diff.

0.42.0E-15(2.2E-14)* Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (25) - - 1 [m]≦ 1379 [d] 10-4M in 3M HNO3 50 [μl] 5E-09 [mol]

a constant concentrationboundary, both sides

diff.

*calculated from second profile with a constant boundary condition

JNC

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－89－

表 5.16.3 拡散係数から導出されるプルトニウムの分配係数


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.4 0.852 2.2E-15 1.8E-09 2095 館ほか,1999

0.4 0.852 2.0E-15 1.8E-09 2304 館ほか,1999

0.4 0.852 1.1E-14 1.8E-09 419 館ほか,1999 （2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ）

0.4 0.852 2.2E-14 1.8E-09 209 館ほか,1999 （2次ﾌﾟﾛﾌｧｲﾙ）

1 0.630 2.E-14 4.7E-10 23.6 Tsukamoto et al., 1995 90℃

1 0.630 1.E-14 4.7E-10 47.2 Tsukamoto et al., 1995 90℃

1.6 0.407 <1.E-14 1.2E-10 >7.6 Idemitsu et al. 1990

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－90－

5.17 アメリシウム（Am）

Amは酸化還元に鋭敏ではなく，Am(III)で安定に存在する。溶液中では pHに依存して

加水分解種を生成するとともに，設定された間隙水のように比較的炭酸（重炭酸）イオン

濃度が高い溶液では，炭酸錯体が支配的となる（東ほか，1999）。

拡散データ

佐藤・澁谷（1994）では，大気雰囲気で乾燥密度 0.4 1.4 Mg/m3 の条件での Da を報

告している。これらを表 5.17.1に示す。

Am のベントナイト中の De は Sato（1999c）に，pH2 の溶液に浸漬，含水させた際の

値が報告されているが，このデータが取得された条件は，本報告で取り扱う間隙水組成で

対象としている間隙水 pH とは異なり，緩衝材の表面特性や間隙水中の化学種が異なるこ

とが予想されるため，ここでは，議論の対象としないこととする。

なお，舘ほか（1999b）において，乾燥密度2.0 Mg/m3のAmのDaが報告されているが，

データフリーズの段階において利用可能な状態では無かったので，下記の議論では考慮し

ていない。


Amに対して測定されたDeは，上述の様に間隙水の pHを特別な環境にコントロールす

ることを試みた条件であり，本 Kd 設定においては，利用しないこととした。設定された

間隙水中では，複数の炭酸錯体が混在することが予想されている（東ほか，1999）。した

がって， De 実測値が存在せず，適切なアナログ元素が存在しない他の元素と同様に

HTOの Deを用いることとする。

表 5.17.2および図 5.17.1に，求められた Kdを示す。図から明らかに，Kdの密度依存

性が認められ，密度の増加とともに，Kd が下がる傾向がある。したがって，以下の方法

で乾燥密度 1.6Mg/m3での Kdを求めることとした。

佐藤・澁谷の Daデータに対して乾燥密度(ρ)と log Daの関係式を直線回帰により導出

した。この直線と各点の値の差（残差）を求め，計算される log Daより大きな測定値との

最大残差を，回帰式から得られる値に加えた値（回帰直線を一番外れたプロットを通る様

に上方向に平行移動する）を，実験誤差を考慮した保守的な log Daとした。乾燥密度 1.6

Mg/m3 に対してこのようにして求められる Da値は 2.8×10-15 m2/s（log Da = -14.5，図

5.17.2参照）となる。この値と，（5.2.1）式による，乾燥密度 1.6Mg/m3のHTOの Deか

ら Kdを導出した。その結果 Kdは 27 m3/kgと計算される。

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－91－

なお，舘ほか（1999b）中に掲載されている Amの Daはデータフリーズ時点で明らかと

なっていなかったので，上記の議論では取り上げていないが，乾燥密度 2.0 Mg/m3 のベ

ントナイトに対して 2.7×10-16 1.2×10-15 m2/sの Daが報告されており，この値とHTO

の Deからは，20 90 m3/kgの Kdが計算される。

また，対象の国産ベントナイトに対してではないが，溶液条件を変化させた見かけの拡

散係数の報告として，Torstenfelt and Allard（1986）の報告がある。彼らの拡散プロファ

イルの解析には再検討余地はあるものの，彼らの報告によれば，2Mg/m3のMX-80ベント

ナイトに対し，524 日後でも十分な拡散プロファイルが得られず，1.3×10-14 m2/s かそれ

以下であるとしており，さらに，600mg/l の HCO3-を添加した系では，350 日の試験期間

データから 2.8×10-16 m2/s かそれ以下であり，溶液中の HCO3-の存在により移行が促進

されることは無かったと結論している。このことは，間隙水中での化学種の影響を考察す

るには有益である。


Gorgeon（1994）は Wyoming 産のスメクタイトに対して，イオン強度の高い条件で試

験を行っており，分配係数は pH の増加に伴い pH10 程度まで，ほぼ単調に増加している。

一方，Shibutani et al. (1993) では蒸留水との平衡系で試験を実施しており，pH5 8程

度では，ほぼ一定の分配係数を示し，pH9にかけて分配係数がわずかに低下するとしてい

るが，いずれの pH領域においても，ほぼ，10 m3/kgを超える分配係数を示している。

傾向としては，pH の低い側ではイオン強度の上昇とともに分配係数は低下するが

（Gorgeon,1994），中性よりアルカリ側ではイオン強度の影響は顕著ではなく，逆にイオ

ン強度の高い方がわずかに分配係数が大きい傾向も認められる（Gorgeon，1994：Amaya

et al.，1999）。レファレンスケース（FRHP間隙水）に対応する，溶液の pH，イオン強

度のデータのうち，固液分離方法が明確で，試験条件が適切であると判断されるデータと

して，Amaya et al.(1999)，Baston et al.(1999)，Degueldre et al.(1994)，Nagasaki et

al.(1994),佐藤・澁谷（1994）がある。これらの報告では，対象となる pH範囲ではいずれ

も 5 m3/kgを超える Kdを報告している。


バッチ試験において中性から弱アルカリ性の領域では，イオン強度の影響は顕著ではな

いことが示されている。また，温度の影響を明確に示すデータは存在しない。したがって，

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－92－

いずれの間隙水に対しても同様の分配係数値を設定することとする。Da から求められる

Kdの値より，すべての設定された間隙水に対して Kd = 10 m3/kgを設定する。

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－93－

表 5.17.1　大気雰囲気でのアメリシウムの見かけの拡散係数測定値（佐藤・澁谷，1994；佐藤，1997）

Americium(aerobic)乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液濃度ﾄﾚｰｻｰ液解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 塗布量

0.4 1.8E-14 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1[m] ≦ 90 [d] 45.3 [kBq/ml] 0.05 [ml]a constant concentrationboundary, both sides diff. stock 0.01M-HCl

0.4 1.6E-14 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1[m] ≦ 90 [d] 45.3 [kBq/ml] 0.05 [ml]a constant concentrationboundary, both sides diff. stock 0.01M-HCl

0.8 7.4E-15 Kunigel V1 100% Distilled water aerobic R.T. (23) - - 1[m] ≦ 339~340 [d] 45.3 [kBq/ml] 0.05 [ml]Plane sources,both sides diff. stock 0.01M-HCl







JNC

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－94－

表 5.17.2 拡散係数から導出されるアメリシウムの分配係数

図 5.17.1 拡散係数から導出されるアメリシウムの分配係数


[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

0.4 0.8519 1.8E-14 1.8E-09 256 佐藤・澁谷,1994

0.4 0.8519 1.6E-14 1.8E-09 288 佐藤・澁谷,1994

0.8 0.7037 7.4E-15 7.4E-10 126 佐藤・澁谷,1994

0.8 0.7037 5.3E-15 7.4E-10 175 佐藤・澁谷,1994

0.8 0.704 7.2E-15 7.4E-10 129 佐藤・澁谷,1994

0.8 0.704 9.9E-15 7.4E-10 93.9 佐藤・澁谷,1994

1.4 0.481 2.0E-15 1.9E-10 68.0 佐藤・澁谷,1994

1.4 0.481 3.0E-15 1.9E-10 45.3 佐藤・澁谷,1994

1.4 0.481 4.0E-15 1.9E-10 34.0 佐藤・澁谷,1994

100

101

102

103

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0

佐藤・澁谷(1994)

分配係数（m

3/kg）

乾燥密度(Mg/m3)

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－95－

図 5.17.2 ばらつきを考慮したアメリシウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性

-15.0

-14.5

-14.0

-13.5

-13.0

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0


log Da (m/s)


全ﾌﾟﾛｯﾄの回帰直線ばらつきを考慮した最大値

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－96－

5.18 キュリウム（Cm）

Cm は Cm(III)が安定なアクチノイド元素であり，Am との化学的類似性がある。

JNC-TDB整備においては，Rai et al.(1999)の記述に従い，Cmに対して Amの熱力学デ

ータを適用している（Yui et al., 1999b）。

拡散データ

Cmに関する Da，Deの報告は認められない。


Baston et al.,(1997)では，室温（21℃）および 60℃の温度条件で，還元剤（Na2S2O4）

を添加して還元条件下で蒸留水平衡液でのバッチ試験を実施している。いずれの温度条件

においても，65 m3/kgを上回るの分配係数（10,000MWCOフィルタによる固液分離）が

得られており，温度依存性は認められない。


上述のように Cmには Daのデータが存在しないため，Cmの化学的類似性より，Amに

対する設定を適用することとし，全ての間隙水に対し Kd = 10 m3/kgを設定する。

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－97－

6. 分配係数設定におけるケイ砂混合の影響

第 5 章においては，ベントナイト単体に対する見かけの拡散係数（Da）のデータを中心

に議論し，乾燥密度 1.6Mg/m3の圧縮ベントナイトに対して分配係数（Kd）の設定を行っ

た。しかしながら，4.3項に示したように，第 2次取りまとめにおいては，緩衝材仕様例と

して，ベントナイトに 30％のケイ砂を混合することが考えられている。したがって，本章

においては，ケイ砂混合の影響について議論する。

分配係数の基本的な定義に従えば，Kd は，単位固相重量あたりの着目物質の収着量の，

溶液中の物質濃度との比であるので，ケイ砂の物質収着性がベントナイトに比べて低けれ

ば，ケイ砂を混合することにより分配係数は低下すると考えられる。しかしながら，本報

告書における Kdの設定においては，Daおよび Deに基づいて導出される値を基本として

いるため，これらの値がケイ砂の混合によってどのように変化するかを評価することが重

要である。

ケイ砂混合試料に対する De，Da実測値は，Sato(1998)にまとめられている。Deについ

ては，図 6.1 に示すように，加藤・八登（1997）および藤原ほか（1998）により，乾燥密

度 1.6 Mg/m3でのケイ砂混合率依存性が報告されている。ケイ砂混合率の増加にともなっ

て実効拡散係数も増加する傾向が見られるが，30wt% 程度の混合率では，それほど大きな

影響はない。HTOについては，70wt%の混合率でさえ 2倍程度の増加である。一方，陰イ

オンの I-，Cl-，CO32-については，比較的低い混合率から若干の実効拡散係数のケイ砂混合

率依存性がみられる。Deの設定においては，これらデータと後述する Daのケイ砂混合率

の依存性から，陰イオンについては Deのケイ砂混合率依存性を考慮してケイ砂混合率 30%

に内挿した値を用いるが，HTO および Cs についてはケイ砂混合の影響による値の補正を

行わないこととしている（Sato,1998）。

Daについては，ケイ砂混合率をパラメータとして幅広く変化させた報告は無く，いくつ

かの元素について，ケイ砂混合の有無で比較した報告が存在する。図 6.2 に Cs および Se

について（佐藤・澁谷，1994；Sato，1999b），図 6.3にU，Feについて（Idemitsu et al.，

1993，1994）データを示す。ケイ砂混合の影響は，Seについて見かけの拡散係数を若干低

下させるものの，Csについては有意ではない。また，FeおよびUの拡散試験においては，

鉄腐食生成物の共存の有無にかかわらず，40wt％のケイ砂の混合による影響は，データの

ばらつきの範囲内であると判断される。したがって，見かけの拡散係数に与える 30wt％の

ケイ砂混合の影響は顕著ではなく，ケイ砂無しのベントナイトに対して測定された Daを用

いて Kd設定の議論を行うことは適切であると判断する。

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図 6.1 実効拡散係数のケイ砂混合率依存性

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－99－

図 6.2 見かけの拡散係数のケイ砂混合率依存性（Cs，Se）

図 6.3 見かけの拡散係数のケイ砂混合率依存性（U，Fe）

10-12

10-11

10-10

10-9

0 0.5 1 1.5 2 2.5

Cs+ (ケイ砂なし)Cs+ (ケイ砂：30wt%)SeO3

2- (ケイ砂なし)

SeO32- (ケイ砂：30wt%)

見かけの拡散係数(Da) (m2/s)

乾燥密度 (Mg/m3)

10-15

10-14

10-13

10-12

1.5 1.6 1.7 1.8 1.9 2.0

U 炭素鋼なし (ケイ砂なし)U 炭素鋼なし (ケイ砂：40wt%)U 炭素鋼あり (ケイ砂なし)U 炭素鋼あり (ケイ砂：40wt%)Fe 炭素鋼なし (ケイ砂なし)Fe 炭素鋼なし (ケイ砂：40wt%)Fe 炭素鋼あり (ケイ砂なし)Fe 炭素鋼あり (ケイ砂：40wt%)

見かけの拡散係数(Da) (m2/s)


10-11

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－100－

7. 収着モデルによるの分配係数の推定

第２次取りまとめにおいては，３章から５章で述べたように，圧縮ベントナイト中での

見かけの拡散係数実測値から導出される分配係数を基に核種移行パラメータとしての値を

設定することとした。一方，核種のベントナイトへの収着現象については，これまでにイ

オン交換や表面錯体形成などのメカニズムを通しての現象理解が進められてきている。圧

縮ベントナイト中における収着挙動についても，本来，メカニズムに応じて細分化される

収着モデルを基にした平衡計算によっても推定可能であると考えられる。本章では，その

試みとしていくつかの収着モデルを適用した地球化学平衡計算を行い，処分環境における

圧縮ベントナイト中での放射性元素の分配係数の推定を行った。

7.1 計算条件

7.1.1 収着モデル

計算対象とする元素には，バッチ式収着実験データを通してベントナイトあるいはスメ

クタイトへの収着モデルの妥当性が評価されている Cs，Ra，Pb，Amを選定した。これら

元素の収着モデルはイオン交換反応と表面錯体形成反応を考慮している。以下に収着モデ

ルの概要を，表 7-1 に計算に用いたデータセットを示す。Cs，Ra，Am についてはそれぞ

れ 2通りのデータセットを用いて計算を行った。

なお，その他のベントナイトおよびスメクタイトの表面特性値は，第 2 次取りまとめに

おける緩衝材間隙水化学の設定（小田ほか，1999a）に用いられたものと同じとした。

（１）イオン交換モデル

スメクタイトの層電荷を Z－，吸着する陽イオンをMｎ＋，吸着した表面化学種を ZnM

としたとき，Na-スメクタイトへの陽イオンの吸着反応は次の反応式，反応定数によって定

義される。

反応式： n ZNa + Mｎ＋ = ZnM + n Na＋（7.1.1）式

イオン交換選択係数： KG & T(ZnM) {Na }n

(ZNa)n {Mn } （7.1.2）式

ここで，

(ZnM)，(ZNa)：固相中Mn+，Na+の当量分率

{Mｎ＋}，{Na＋}：平衡液中Mn+，Na+の活量

（Gaines and Thomas，1953）

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－101－

（２）表面錯体形成反応モデル

スメクタイトの表面水酸基（エッジサイト）を Surf_sOH，吸着する陽イオンを Mｎ＋，

吸着した表面化学種を Surf_sOM(ｎ－１)＋としたとき，Na-スメクタイトへの陽イオンの吸着

反応は，The Genaralized Two Layer Model （Dzombak and Morel，1989）によって次

の反応式，反応定数のように定義される。

反応式： Surf_sOH = Surf_sO－ + H＋（7.1.3）式

Surf_sOH + H＋ = Surf_sOH2＋（7.1.4）式

Surf_sOH + Mｎ＋ = Surf_sOM(ｎ-1)＋ + H＋（7.1.5）式

錯体形成平衡定数：

K( )

(Surf sO ){H }(Surf sOH)

exp FRT

K ( )

(Surf _sOH2 )(Surf _ sOH){H }

expFRT

RTFn

MsOHSurfHsOMSurfK n

n

M )1(exp)_(

)_( )1(

)( （7.1.8）式

ここで，

(Surf_sOX)：表面化学種の濃度

{H＋}，{M２＋}：平衡液中 H＋，M２＋の活量

Ψ：表面電位 [V]

F：ファラデー定数 [C mol-1]

R：気体定数 [J mol K-1]

T：温度 [K]

（7.1.6）式

（7.1.7）式

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－102－

表 7-1 収着モデルパラメータ

反応式反応定数(logK) 参考文献

Cs

ZNa + Cs+ = ZCs + Na+ 0.8 佐藤・澁谷 (1994)

ZNa + Cs+ = ZCs + Na+ 1.6 Wanner et al. (1994)

Ra

2ZNa + Ra2+ = Z2Ra + 2Na+ 1.33 Tachi et al. (1999b)*

Surf_sOH + Ra2+ = Surf_sORa+ + H+ -7.02 Tachi et al. (1999b)*

2ZNa + Ra2+ = Z2Ra + 2Na+ 0.53 Ochs et al. (1998)

Pb

2ZNa + Pb2+ = Z2Pb + 2Na+ 0.73 Lothenbach and Ochs (1999)

Surf_sOH + Pb2+ = Surf_sOPb+ + H+ -1.59 Lothenbach and Ochs (1999)

Am

3ZNa + Am3+ = Z3Am + 3Na+ 1.8 佐藤・澁谷 (1994)

2ZNa + AmOH2+ = Z2AmOH + 2Na+ 3.7 佐藤・澁谷 (1994)

ZNa + AmCO3+ = ZAmCO3 + Na+ 2.3 佐藤・澁谷 (1994)

3ZNa + Am3+ = Z3Am + 3Na+ 2.28 Lothenbach and Ochs (1999)

2ZNa + AmOH2+ = Z2AmOH + 2Na+ -2.60 Lothenbach and Ochs (1999)

Surf_sOH + Am3+ = Surf_sOAm2+ + H+ 0.23 Lothenbach and Ochs (1999)

* Tachi et al. (1999b)では表面化学種 Surf_sOCa+を同時に考慮しているため，このモデルを用いた計算においてのみ Surf_sOCa+の錯体形成反応（logK=-6.82； Tachi et al., 1999b）を取り入れた。

7.1.2 環境条件

レファレンスケースにおける緩衝材仕様，緩衝材間隙水化学，および地質環境変更ケー

ス（海水系地下水を想定した場合）における緩衝材間隙水化学を環境条件とし，それぞれ

の間隙水組成設定時（小田ほか，1999a）と全て同じ仮定，関連パラメータを計算に用いた。

以下，それぞれのシステムを FRHP系，SRHP系と称する。固液分配に与かる元素の総量

は，可溶性の Csについては 1×10-5 mol/l を仮定し，Ra，Pbおよび Amにはレファレン

スケースおよび地質環境変更ケースにおけるそれぞれの溶解度設定値（東ほか，1999）を

用いた。平衡計算には，PHREEQCコード（Parkhurst，1995）を用い，液相化学種およ

び鉱物の熱力学データとして JNC-TDB（Yui et al., 1999b, Appendix2，3）を用いた。溶

存化学種の活量補正は Daviesの式を適用した。

JNC TN8400 99-072

－103－

7.2 計算結果と考察

表 7-2～表 7-5に計算結果を示す。分配係数における固相単位重量あたりの元素濃度を求

める際には，ベントナイトとケイ砂の混合体としての固液比 3966.6 g/l （乾燥密度 1.6

Mg/m3，ベントナイト 70wt%，ケイ砂 30wt%に相当）を用いた。さらに，第５章で設定し

た拡散試験結果に基づく分配係数と本計算結果との比較を表７-6に示した。

表 7-2 Csの分配係数計算結果

Model 佐藤・澁谷 (1994)

Wanner et al. (1994)

佐藤・澁谷 (1994)

Wanner et al. (1994)

System FRHP系 SRHP系

total concent. [mol l-1] 1.0E-05 1.0E-05

ZCs [mol l-1] 9.97E-06 9.995E-06 9.42E-06 9.90E-06

aqueous Cs [mol l-1]

dominant species of Cs

3.15E-08

Cs+

5.01E-09

Cs+

5.76E-07

Cs+

9.59E-08

Cs+

Kd [m3 kg-1] 7.97E-02 5.03E-01 4.13E-03 2.60E-02

表 7-3 Raの分配係数計算結果

Model Tachi et al. (1999b)

Ochs et al. (1998)

Tachi et al. (1999b)

Ochs et al. (1998)



Z2Ra [mol l-1] 9.99E-13 9.995E-13 9.54E-11 7.90E-11

SORa+ [mol l-1] 8.42E-16 6.17E-13

aqueous Ra [mol l-1]

dominant species of Ra

8.52E-17

Ra2+

5.24E-16

Ra2+

3.95E-12

Ra2+

2.10E-11

Ra2+

Kd [m3 kg-1] 2.96 4.81E-01 6.14E-03 9.46E-04

表 7-4 Pbの分配係数計算結果

Model Lothenbach and Ochs (1999)



Z2Pb [mol l-1] 1.899E-09 3.91E-10

SOPb+ [mol l-1] 1.997E-06 5.998E-06

aqueous Pb [mol l-1]

dominant species of Pb

1.16E-09

PbCO3(aq)

1.41E-09

PbCl+

Kd [m3 kg-1] 4.34E-01 1.07

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－104－

表 7-5 Amの分配係数計算結果

Model 佐藤・澁谷(1994) Lothenbach & Ochs (1999) 佐藤・澁谷(1994) Lothenbach &

Ochs (1999) System FRHP系 SRHP系


Z3Am [mol l-1] 1.90E-07 1.72E-10 2.32E-07 7.34E-12

Z2AmOH [mol l-1] 1.49E-12 2.23E-22 8.73E-12 4.59E-23

ZAmCO3 [mol l-1] 2.12E-13 3.88E-13

SOAm2+ [mol l-1] 1.998E-07 4.00E-07

aqueous Am [mol l-1]

dominant species of Am

9.59E-09

Am(CO3)2-

2.87E-12

Am(CO3)2-

1.68E-07

AmOH2+

1.76E-12

AmOH2+

Kd [m3 kg-1] 5.01E-03 17.58 3.48E-04 57.23

表 7-6 拡散試験結果に基づく設定値と本計算結果の比較（単位： m3 / kg）

レファレンスケース（FRHP）地質環境変更ケース（SRHP）

元素設定値本計算結果設定値本計算結果

Cs 0.01 0.08 / 0.5 0.001 0.004 / 0.03 Ra 0.01 0.5 / 3 0.01 0.0009 / 0.006

Pb 0.1 0.4 0.1 1 Am 10 0.005 / 18 10 0.0003 / 57

収着モデルによる圧縮ベントナイト中での分配係数導出結果は，収着サイト濃度，間隙

水のイオン強度，核種の配位子濃度を反映したものである。イオン交換反応を支配的な収

着メカニズムとする Csと Raではイオン強度の影響が反映されて FRHP系より SRHP系

で分配係数が低くなるように計算された。このとき，Raの表面錯体形成反応の寄与は無視

し得るものであることが示された。一方，表面錯体形成反応が卓越する Pb の分配係数は，

溶存化学種の分配が影響し，SRHP系の方が高くなるように計算された。Amに対しては，

表面錯体形成反応を考慮したモデルと考慮しないモデルとの間で計算値が大きく異なる結

果となった。イオン交換反応のみのモデルでは FRHP系より SRHP系で分配係数が低くな

るが，表面錯体形成反応を加味するとその寄与が卓越すると同時に重炭酸イオン濃度の違

いが化学種分配に影響し，結果として SRHP系の方が高くなるように計算された。

表 7-5より，イオン交換のみのモデルを用いた場合の Amと SRHP系における Raに対

する計算結果を除き，収着モデルから求められた分配係数は見かけの拡散係数から見積も

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－105－

られた分配係数よりも概して高いが，同じ桁もしくは一桁の差にとどまることが判った。

これより，本報告書における設定値は想定した処分環境条件をある程度反映することので

きた妥当かつ保守的な値であるようにみえる。しかしながら，Raの収着モデルが分配係数

のイオン強度依存性を予測するものであるのに対して，実測された Raの見かけの拡散係数

にはイオン強度依存性がみられないため，設定値とモデル計算には不整合が生じている。

また，Amについてはその表面錯体形成反応を考慮するか否かによって計算される分配係数

に 4～5桁の差が生じており，表面錯体形成反応が寄与しない条件が処分環境で起こり得る

とき設定値は非保守的なものとなる。このように，圧縮ベントナイト中における間隙水化

学や核種移行メカニズムには未だ未解明な部分があり，また，収着モデルが確立していな

い核種が多いことから，処分場での分配係数推定へ収着モデルを適用するためには多くの

課題が残されていると判断される。

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－106－

8．おわりに

本研究では，「地層処分研究開発第 2 次取りまとめ」の安全評価における評価対象元素

に対し，評価で用いるべき緩衝材への核種の分配係数の設定を行なった。

分配係数の設定においては，圧縮ベントナイトにおける実測値を重視するとの観点から，

圧縮ベントナイトを用いて測定された見かけの拡散係数から導出される値を用いることを

基本とした。

元素毎に，拡散データのレビューを行い，拡散係数から導出される値の傾向性やばらつ

きを考慮した上で，緩衝材仕様に対して保守的となる値を選定した。さらに，バッチ収着

試験の値と，バッチ収着試験の結果から認められるイオン強度や温度に対する傾向を検討

し，分配係数の間隙水水質依存性等を考慮した補正を行なうことで，与えられた 4 種類の

間隙水に対する分配係数の設定を行った。

設定値は以下のとおりである。表 8.1 緩衝材に対する分配係数設定値一覧

元素 FRHP間隙水 SRHP間隙水低ｱﾙｶﾘｾﾒﾝﾄ接触FRHP間隙水 FOHP間隙水備考

Se 0 0 0 0

Z r 10 10 10 10

Nb 1 1 1 1

Tc 0.1 0.1 0.1 0

Pd 0.1 0.1 0.1 0.1

Sn 1 1 1 1

Cs 0.01 0.001 0.01 0.01

Sm 1 1 1 1

Pb 0.1 0.1 0.1 0.1 Niのアナログ

Ra 0.01 0.01 0.01 0.01

Ac 1 1 1 1 Smのアナログ

Th 1 1 1 1 U, Npのアナログ

Pa 1 1 1 1 Snのアナログ

U 1 1 1 0.005

Np 1 1 1 0.005

還元条件に対しては，統一的に検討

Pu 10 10 10 10

Am 10 10 10 10

Cm 10 10 10 10 Amのアナログ

(m3/kg)

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－107－

さらに，一部の元素に対しては，収着メカニズムを考慮したモデルを用いて，設定値の

妥当性について議論を行った。緩衝材間隙水を普通の水溶液として，地球化学計算コード

を用い，イオン交換反応および表面錯体反応を考慮し，想定される処分環境条件における

分配係数を推定したところ，見かけの拡散係数から導出された値との差は，多くの場合お

よそ一桁以内であった。しかしながら，実測値とモデル推定値でイオン強度依存の傾向性

に不整合が認められるケースもあり，今後，さらに現象理解を進めるとともに，収着メカ

ニズムに基づくモデル推定手法を安全評価に用いるパラメータの設定にどのように利用し

ていくことが設定の信頼性向上につながるのかについて，検討を行う必要があると考えら

れる。

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－108－

謝辞

本報告書の作成にあたり，Appendix-4における文献調査作業および本報告書全体の編集

作業において，検査開発株式会社陶山忠宏氏にご協力をいただきました。ここに記して感

謝の意を表します。

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JNC TN8400 99-072

－117－

Appendix 1 拡散実験における溶存化学種の推定

本編第 3 章～第 5 章で述べたように，分配係数の設定は，処分条件を考慮しながら，実

験で得られた圧縮ベントナイト中の拡散実験データを適用してきた。

しかしながら，拡散実験条件は，設定の対象となっている処分環境条件と同一ではなく，

適用にあっては，その差異を考察することが必要である。本 Appendixにおいては，拡散実

験条件における圧縮ベントナイト中の間隙水組成を間隙水化学モデルを基に推定し，その中

での評価対象元素の化学形態について熱力学データ（Yui et al., 1999, Appendix 2, 3）を用

いた平衡計算によって推定するとともに，処分環境条件での化学形態との比較を行い，拡散

データの適用の妥当性について考察した。

A1.1 比較検討対象の選定

本検討の対象とする元素は，以下の整理に基づいて決定した。

(1) HSe-（還元条件），TcO(OH)２（還元条件），Cs+については，拡散実験条件と処分環境

条件において化学種が一致すると考えられるため本計算では対象としない。

(2) Nb，Snについては信頼できる熱力学データとして水酸化物錯体しか存在しないので，

本計算では対象としない。

(3) Zr，Pd，Raについて，溶解度実測値を熱力学データから説明することはできないこと

が判っている。しかしながら，これら元素については塩化物錯体や硫酸塩錯体などの熱

力学データが存在していることから，拡散実験条件と処分環境条件とにおける間隙水中

の配位子濃度の変化の影響を考察する。ただし，Yui et al. (1999)には Zrの硫酸塩錯体

および Pdの水酸化物錯体の熱力学データが含まれていないため，それぞれ HATCHES

ver.8，Baeyens and McKinley (1989)より引用して用いる。

(4) FRHP間隙水との比較には，蒸留水を用いた実験データが適当であり，SRHP間隙水に

ついては塩水などを用いた実験データを比較対照とする。一方，強塩濃度条件で取得さ

れている拡散データは，Nb, Ra, U, Np, Tcしか存在しない。よって，SRHP系との比較

には Ra，U，Npのみを対象とする。

(5) 本編第 5章に示すように，PbはNi，Acは Sm，Thは UおよびNp，そして Cmは Am

をアナログ元素として，それぞれ Ni，Sm，Am の拡散実験データを適用している。し

たがって，これらについても対象とする。

表 A1-1に Zr，Pd，Sm，Ni，Ra，Pu，Am について取得された大気中での拡散実験条

件を，表 A1-2に Ra，U，Npについての雰囲気制御の還元条件下での拡散実験条件をま

JNC TN8400 99-072

付－1(1)

とめる。以上より，表 A1-1および表 A1-2の実験条件における間隙水組成中での核種の

化学形態を計算することとする。

表 A1-1 拡散実験条件（大気下条件，室温）

乾燥密度 [Mg/m3]

ケイ砂混合率 [wt％] 浸漬液含水期間拡散期間元素備考

0.4 0 蒸留水 30 [d]以上 90 [d] Am

0.4 0 蒸留水 1 [m] ? Zr

0.4 0 蒸留水 30 [d]以上 1379 [d] Pu

0.8 0 蒸留水 30 [d]以上 399-340 [d] Am

0.8 0 蒸留水 1 [m] 50 [d] Zr

0.8 0 蒸留水+ pH調整剤 2 [w] 32 [d] Sm pH 7.7*

1.4 0 蒸留水 30 [d]以上 613-614 [d] Am

1.4 0 蒸留水 30 [d]以上 7 [d] Ra

1.4 0 蒸留水 30 [d]以上 7, 48 [d] Pd

1.4 0 蒸留水 1 [m] 440-450 [d] Zr

1.4 0 蒸留水+ pH調整剤 2 [w] 47 [d] Sm pH 7.7*

1.8 0 蒸留水 30 [d]以上 15 [d] Ra

1.8 0 蒸留水 30 [d]以上 7, 83 [d] Pd

1.8 0 蒸留水+ pH調整剤 2 [w] 55 [d] Sm pH 7.6-7.8*

1.8 30 蒸留水 10 [d]以上 48, 56 [d] Ni

1.8 0 3% NaCl 30 [d]以上 20 [d] Ra

* HCl, NaOHで調整

表 A1-2拡散実験条件（雰囲気制御下条件，室温）

乾燥密度 [Mg/m3]

ケイ砂混合率 [wt％] 浸漬液含水期間拡散期間元素備考

1.4 0 蒸留水+ 還元剤 30 [d]以上 50, 76, 226 [d] Np pH 7*

1.4 0 蒸留水+ 還元剤 30 [d]以上 55, 123, 174 [d] U pH 7*

1.8 0 蒸留水+ 還元剤 30 [d]以上 50, 76, 226 [d] Np pH 7*

1.8 0 蒸留水+ 還元剤 30 [d]以上 96, 123, 174 [d] U pH 7*

1.4 0 3%-NaCl+ 還元剤 30 [d]以上 50, 76 [d] Np pH 7*

1.8 0 3%-NaCl+ 還元剤 1 [m] 226 [d] Np pH 7*

1.8 0 3%-NaCl+ 還元剤 30 [d]以上 96, 123, 175 [d] U pH 7*

* pH 7, Eh +0.5 ~ -0.6 [V]

JNC TN8400 99-072

付－1(2)

A1.2 間隙水組成の推定方法

圧縮ベントナイト中の間隙水組成の推定においては，間隙水化学モデル（小田・柴田，

1999）を基盤としたモデル計算によって行った。間隙水化学モデルを構成するベントナイ

トの化学的表面特性値，構成鉱物組成および含有する可溶性不純物量は小田・柴田（1999）

と同じとした。平衡計算には地球化学計算コード PHREEQCを用いた。地球化学元素の熱

力学データについても Yui et al.(1999)を用いた。

A1.2.1 雰囲気制御下における間隙水組成

雰囲気制御下に対しては以下の仮定・手順に基づき間隙水組成を推定した。

① 間隙水をガス相に対して閉鎖系と仮定した。

② 乾燥密度毎のベントナイト量／間隙水量の比に応じたイオン交換反応，表面酸塩基反応，

可溶性不純物の全量溶解および方解石・玉髄・黄鉄鉱の溶解反応からなる平衡計算によ

って間隙水組成を求めた。

③ これらの反応については拡散実験条件中常に平衡が成り立っているものと仮定し，閉鎖

系においては経時変化がないものと考えた。ただし，拡散実験中には拡散カラム内から

外側の溶液中に溶質の拡散・逸脱が生じると考えられる。残念ながら，この逸脱の量を

正しく見積もるデータが欠けている。よって，極端なケースとして可溶性不純物が全て

枯渇した状況を想定し，暫定的に可溶性不純物の溶解反応のみを削除した計算を別途実

施した。

④ 初期の溶液条件を蒸留水あるいは 3%NaCl水溶液とし，pH = 7，pe = –6（還元剤によ

る酸化還元電位の実測値を参考とした）を仮定した。還元剤（ｱﾆﾁｵﾝ酸ﾅﾄﾘｳﾑ）との反応

については無視した。PHREEQCコードを用いた計算では，peを固定するためには pH

にも影響する反応（例えばH2や O2を溶解させるなど）を別途仮定する必要があり，こ

こでは peは固定しないこととした。

A1.2.2 大気中における間隙水組成

大気条件に対しては，ベントナイト構成鉱物である黄鉄鉱の酸化・溶解量の時間依存性・

乾燥密度依存性を評価した。

1) 黄鉄鉱溶解量の評価

大気中のベントナイト・蒸留水反応実験データ（Sasaki et al., 1995；小田・柴田，1999）

から硫酸濃度測定値の反応時間依存性および固液比条件依存性を求め，以下の手順に沿って

JNC TN8400 99-072

付－1(3)

黄鉄鉱溶解量を見積もった。

① ベントナイト反応溶液中の硫酸濃度測定値より可溶性不純物としての硫酸塩起源と考え

られる分を差し引く。このとき，硫酸塩（0.172wt％）は全固液比条件で常に全溶して

いるものとする。すなわち，下式で表すことができる。

黄鉄鉱起源の硫酸濃度 [M] ＝ {SO42-測定値 [M]} － 0.00172×（固液比[g/l]）／96.07

② 黄鉄鉱起源の硫酸濃度の時間依存性を，図 A1-1 のように各固液比条件毎に表わすと，

時間の対数との関数で表わすことができる。この回帰式を時間依存性の経験式であると

仮定し，各固液比条件でのある時間での硫酸濃度を推定する。ここでは，拡散実験条件

に照らし，10，30，50，90，340，600日について求めた。

③ 黄鉄鉱起源の硫酸濃度の固液比依存性の実験値および②の計算値を，図 A1-2 のように

各時間毎に表わす。実測値のデータ群などに見られるように，任意時間での硫酸濃度は，

固液比と線形の関係として表わすことができる。これより計算値のデータ群への線形回

帰式を求め，各乾燥密度条件における各時間での硫酸濃度を見積もった。

④ 黄鉄鉱の溶解反応式；

FeS2 = 2SO42- ＋ Fe2+ ＋ 16H+ ＋ 14e- － 8H2O logK = –85.950 （A1-1）式

に従い，③で見積もった硫酸濃度の 1/2 化学量論数だけの黄鉄鉱の溶解反応が生じたと

仮定する。

図 A1-1 ベントナイト－水反応液中の硫酸濃度の時間，固液比依存性

0

0.05

0.1

0.15

0 100 200 300 400 500 600 700 800

3333.33(0.3)

2000(0.5)

500(2)

200(5)

100(10)

10(100)

y = 0.047839 + 0.034891log(x) R= 0.96158

y = -0.0014569 + 0.033753log(x) R= 0.99063

y = -0.024262 + 0.02163log(x) R= 0.99709

y = -0.0036398 + 0.0051452log(x) R= 0.94315

y = -0.00085724 + 0.0021193log(x) R= 0.94922

y = -0.00014458 + 0.00024769log(x) R= 0.96728

time [days]S/L [g/l]

3333:2000: 500:

200: 100: 10:

0

0.005

0.01

0.015

0.02

0.025

0.03

0 50 100 150 200

3333.33(0.3)

2000(0.5)

500(2)

200(5)

100(10)

10(100)

time [days]

（原点付近の拡大図）

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付－1(4)

図 A1-2 硫酸濃度実測値および計算値の時間および固液比依存性

2) 間隙水組成の計算方法

上述の黄鉄鉱の酸化の影響を考慮した，大気雰囲気試験での間隙水組成の計算条件を，雰

囲気制御下での計算方法と比較して以下に述べる。

① 初期溶液として蒸留水を大気平衡（PCO2 = –3.5，PO2 = –0.7）にする。

② 黄鉄鉱は平衡にせず 1)で示した方法で見積もられた分だけの溶解反応を考慮する。

③ 拡散実験条件によっては，黄鉄鉱から放出される硫酸イオン濃度が石膏に対して過飽和

になることがある。一方，Sasaki et al. (1995)の実験データからは 705日経過しても過

飽和の濃度を保つことが確認されていることから，ここでは二次鉱物として石膏を考慮

しない。

④ ベントナイトと①の溶液との平衡反応計算は閉鎖系を仮定する。よって，黄鉄鉱によっ

てベントナイト中に初期に存在した酸素（①の溶液中の溶存酸素）は消費され，拡散実

験中は還元条件であると仮定する。

⑤ 一方，大気中では圧縮ベントナイト中へ酸素が拡散し黄鉄鉱の酸化が進行するという知

見（Manaka et al., 2000）もあることから，常時大気平衡と仮定した計算を別途実施す

る。この場合は，黄鉄鉱の溶解によって放出される鉄イオンについて，二次鉱物として

水酸化第二鉄の沈殿平衡を考慮する。石膏についても沈殿平衡を考慮する場合としない

場合とを計算し，その影響を考察する。

大気条件での拡散試験については，乾燥密度 1.4 g/cm3 での各元素（Pd, Ra, Sm, Zr,

0

0.005

0.01

0.015

0.02

0.025

0.03

0 100 200 300 400 500

meas.-28meas.-42meas.-100meas.-18010-calc30-calc50-calc90-calc340-calc600-calc

S/L [g/l]

10days (calc.)

90days (calc.)

30days (calc.)

50days (calc.)

340days (calc.)

600days (calc.)

0

0.05

0.1

0.15

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500

meas.-28meas.-42meas.-100meas.-18010-calc30-calc50-calc90-calc340-calc600-calc

y = -0.0056481 + 2.4279e-05x R= 0.97261

y = -0.0030001 + 2.9287e-05x R= 0.99336

y = -0.0017688 + 3.1616e-05x R= 0.99722

y = -0.00035205 + 3.4296e-05x R= 0.99908

y = 0.0028516 + 4.0355e-05x R= 0.99755

y = 0.0035359 + 4.163e-05x R= 0.99666

S/L [g/l]

10days

90days

30days50days

340days600days

（原点付近の拡大図）

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付－1(5)

Am），乾燥密度 1.8 g/cm3でのNi，乾燥密度 0.4 g/cm3での Puについてのみ計算した。

A1.2.3 溶存化学種の計算方法

U，Npについては，上項で求まった雰囲気制御条件での間隙水組成に対して，FRHP系

および SRHP 系での溶解度制限固相である UO2(am)，NpO2(am)の溶解平衡を仮定した。

なお，Uについては第 2次取りまとめにおける溶解度設定手法と同様に，U(IV)のみの熱力

学データを用いた。大気中の拡散実験が行われた元素については，表 A1-1の拡散期間をそ

れぞれ 10, 30, 50, 90, 340, 600日のうち最も近いものに代替し，その日数に対応した大気

中での間隙水組成を用いることとした。Sm，Am，Puについては，FRHP系での溶解度制

限固相である SmOHCO3(cr)，AmOHCO3(cr)，PuO2(am)の溶解平衡を計算し，Zr，Ni，

Pd，Raについては FRHP系での溶解度設定に用いられている溶解度実測値と同じ濃度（Ni

の場合は Pb の溶解度）になるように，ZrO2(am)，NiCO3(cr)，Pd(cr)，RaCO3(cr)の非可

逆的な溶解反応を加えた計算を行った。なお，Puの場合，拡散期間が非常に長いが，一方

で，図 A1-1の硫酸濃度の時間依存性からは数百日以降には黄鉄鉱溶解の進行が無視できる

ようになると考えることができる。したがって，Puについては 600日の間隙水組成を用い

て計算を行った。さらに，Ni の計算には，化学アナログの妥当性確認の観点から同時に

PbCO3(cr)の溶解反応も考慮し，両者の化学形態の比較も行った。

A1.3 結果と考察

計算結果を表 A1-3～A1-5に示す。元素の支配的化学種については濃度の上位 2種類を記

載した。また，表 A1-6に FRHP系，SRHP系での化学形態との比較をまとめる。表 A1-6

では最高濃度の化学種とその 10%以上の濃度の化学種とを支配的化学種として記載した。

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付－1(6)

JNC

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付－1(7)

JNC

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付－1(8)

JNC

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付－1(9)

JNC

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付－1(10)

表 A1-6-(1) 実験条件と処分環境条件での化学種計算結果の比較－閉鎖系の場合－

元素拡散実験条件処分環境 (FRHP, SRHP*) 支配的化学種**

乾燥密度 [g/cm3]

拡散期間

[days] 可溶性塩 100% 可溶性塩 0% 支配的化学種

0.4 90 Am(CO3)2－,

AmCO3+, Am(CO3)3－3

Am(CO3)2－, Am(CO3)3－3

0.8 340 AmCO3+, Am(CO3)2－, Am(CO3)3-3 Am

1.4 600

AmCO3+, AmSO4+,

Am(CO3)2－, Am(SO4)2－

Am(CO3)2－, AmCO3+,

Am(CO3)3－3,

Am(CO3)2－, Am(CO3)3－3, AmCO3+

Pu 0.4 600

Pu(CO3)2－, PuCO3+,

Pu(OH)2(CO3)2－2, Pu(CO3)3-3

Pu(CO3)2－, Pu(CO3)3－3, PuO(CO3)2－2

Pu(OH)2(CO3)2－2, Pu(CO3)2－, Pu(CO3)3－3, PuCO3+

0.8 50 Zr(OH)4 Zr 1.4 600 Zr(OH)4 Zr(OH)4

1.4 10 Ra+2 Ra+2 1.8 30 Ra+2 Ra+2 Ra

1.8# 30 Ra+2 Ra+2* 1.4 10, 50 Pd(OH)2 Pd 1.8 10, 90 Pd(OH)2

Pd(OH)2

Ni 1.8 (ｹｲ砂 30%) 50

NiSO4, Ni+2

(Pb(HS)2)

Ni+2, NiSO4, NiCO3

(Pb(HS)2)

NiCO3 ### (PbCO3, Pb(CO3)2－2)

0.8 30 SmCO3+, Sm(CO3)2－

Sm(CO3) 2－, Sm(CO3)3-3,

SmCO3+

1.4 50 SmCO3+, Sm(CO3)2－

Sm(CO3)2－, SmCO3+,

Sm(CO3)3-3 Sm

1.8 50 SmCO3+ Sm(CO3)2－, SmCO3+,

Sm(CO3)3-3

Sm(CO3)2－, Sm(CO3)3－3 SmCO3+

DDW## U(OH)2(CO3)2－2, U(OH)4 U(OH)2(CO3)2－2, U(OH)4 U 1.4, 1.8

NaCl## U(OH)4 U(OH)4, U(OH)2(CO3)2－2 U(OH)4, U(OH)2(CO3)2－2*

DDW## Np(OH)2(CO3)2－2, Np(OH)4 Np(OH)2(CO3)2－2, Np(OH)4 Np 1.4, 1.8

NaCl## Np(OH)4 Np(OH)4, Np(OH)2(CO3)2－2 Np(OH)4, Np(OH)2(CO3)2－2*

* Ra, U, Npで*を記したカラムのみが SRHP系での支配的化学種である。 ** 可溶性塩 100%条件と可溶性塩 0%条件についての計算結果が異なる場合にはそれぞれを左カラム，右カラムに記す。なお，両者において，支配的化学種が濃度の順位のみ異なる場合には分けずに記す。

# 3% NaCl溶液を溶液条件とする場合。 ## 溶液条件を記す。（雰囲気制御下のため，経時変化はないものと考える。） ### 第 2次とりまとめにおいて Pbに対して支配的化学種を推定したのと同じ計算条件では，Niの支配的化学種は NiCO3(aq)と計算される。

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付－1(11)

表 A1-6-(2) 実験条件と処分環境条件での化学種計算結果の比較－大気開放系（大気平衡）の場合－

元素拡散実験条件処分環境（FRHP）支配的化学種乾燥密度

[g/cm3] 拡散期間

[days] 可溶性塩 100% 可溶性塩 0% 支配的化学種

Pd 1.4 10, 50 Pd(OH)2 Pd(OH)2 Ra 1.4 10 Ra+2 Ra+2

Sm 1.4 50

SmOH+2, SmCO3+,

Sm(OH)2+, Sm+3

SmCO3+, SmOH+2, Sm(OH)2+

Sm(CO3)2－, Sm(CO3)3－3 SmCO3+

Zr 1.4 600 Zr(OH)4 Zr(OH)4

Am 1.4 600 Am(SO4)2-,AmSO4+, AmOH+2, AmCO3+, Am(OH)2+

Am(CO3) 2－, Am(CO3)3－3, AmCO3+

NiSO4, Ni+2

Ni 1.8

(ｹｲ砂30wt%)

50 (PbSO4, PbCO3, Pb+2,

PbOH+)*

(PbCO3, PbSO4, PbOH+)

**

(PbCO3, PbSO4)

***

NiCO3 (PbCO3, Pb(CO3)2－2)

Pu 0.4 600 (PuO2)2(OH)3CO3－ Pu(OH)2(CO3)2－2, Pu(CO3)2－, Pu(CO3)3－3, PuCO3+

* 可溶性塩 100%溶解＋石膏の沈殿を考慮しない条件 ** 可溶性塩 0%溶解＋石膏の沈殿を考慮しない条件 *** 可溶性塩 100%あるいは 0%溶解＋石膏の沈殿を考慮する場合

圧縮ベントナイト中の間隙水組成は，乾燥密度，何%の可溶性塩が溶存しているか，ガス

相に対する閉鎖・開放の系の状態，そして拡散期間とともに進行する黄鉄鉱の非可逆的な酸

化反応や，可溶性塩の溶解・逸脱を含めた溶質の拡散などによって変化すると推定される。

本計算条件においては，pH 7~9，硫酸濃度 0M，0.03M～0.2M，炭酸濃度 10-4～10-2 Mの

幅を持つように計算された。なお，大気下の実験条件に対して閉鎖系を仮定した場合には，

黄鉄鉱の酸化反応（A1-1式）に伴う硫酸の還元反応が生じ，S(-II)の錯体が SO42－に匹敵す

る濃度となっている。

閉鎖系の計算（表 A1-6(1)）では全条件について，Ni（Pb）を除き，拡散実験条件と処分

環境における支配的化学種はおおよそ同じであると計算された。ただし可溶性塩 100%の条

件では Amについて Am(SO4)2－という硫酸錯体が現われてきた。これは可溶性塩 0%の条

件での炭酸錯体 Am(CO3)2－と同じ電荷であり，拡散挙動や収着挙動にそれほど大きく影響

するとは考え難い。一方 Niと Pbについては，そもそも熱力学データベースに整備されて

いる化学種の種類が異なり，Niには，表 A1-3で記した Pb(HS)2， Pb(HS)3－に対するよう

な硫化水素イオンとの錯体が存在しない。拡散実験条件では Ni2+が有意に現われたのに対

し処分環境では中性化学種が推定される。また，拡散実験条件では Pbの硫化水素イオンと

の錯体と炭酸錯体とが現われ，S(-II)化学種が有意に存在しない FRHP系の処分環境におい

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付－1(12)

ては炭酸錯体のみが支配的であると推定される。電荷の観点からのみ考察すると，Pbは拡

散実験条件と処分環境とで同じ中性化学種もしくは陰イオンであるが，Niは異なり，また，

拡散実験条件でのNiと処分環境での Pbとも異なる。

大気に対して開放系の計算では，間隙水の系から炭酸ガスが抜け，閉鎖系に比べて低い炭

酸濃度となっていることと酸化還元電位が高いことのため，Sm(CO3)2－，Sm(CO3)33－，

Am(CO3)2－，Am(CO3)33－，NiCO3などの炭酸錯体が有意でなくなり，閉鎖系ではみられな

かった Sm(OH)2+，SmOH2+，Sm3+，Am(OH)2+，AmOH2+，PbSO4，PbOH+，Pb2+および

Pu(VI)の化学種が支配的化学種となった。

A1.4 まとめ

圧縮ベントナイト中の間隙水組成は，閉鎖系，開放系，可溶性塩の溶解や石膏の沈殿の有

無などの仮定によって硫酸錯体，炭酸錯体，水酸化物錯体などの配位子濃度が変化する。拡

散実験条件として可能性のある間隙水組成の変動幅を考慮するとき，Sm，Niおよび Pbの

拡散実験条件での化学種は処分環境と電荷の点で異なる可能性がある計算結果となった。

Pbについては，大気についての開放系においてのみ一割未満の濃度で陽イオンも出現した

が，大半は中性か陰イオンの炭酸錯体ないし硫酸錯体となり，また処分環境においても同様

の化学種であった。これに対し，Niは拡散実験条件のいくつかの計算結果に Ni2+として計

算された。Smについても，ある条件では陽イオンだけが支配的化学種になると計算された。

したがって，熱力学データ整備の必要性が未だ一部について残されているものの，Sm と

Pbについては拡散実験における拡散・収着挙動と処分環境でのそれとが異なる可能性もあ

る。Am，Puについては拡散実験・処分環境のどちらの条件にしても陰イオン，陽イオン，

中性化学種が混在すると計算された。その他の元素については化学形態に条件による有意な

差は計算されなかった。

A1 参考文献

Baeyens, B and McKinley, I.G. (1989): A PHREEQE Database for Pd, Ni and Se, Nagra

Technical Report 88-28.

Manaka, M., Kawasaki, M. and Honda, A. (2000)：Measurement of the Effective

Diffusion Coefficient of Dissolved Oxygen and Oxidation Rate of Pyrite by

Dissolved Oxygen in Compacted Sodium Bentonite, Nuclear Technology,

vol.130, pp.206-217.

小田治恵・柴田雅博(1999)：ベントナイト－水相互作用の実験とモデル化，サイクル機構技

JNC TN8400 99-072

付－1(13)

術資料，JNC TN8400 99-032.

Sasaki, Y., Shibata, M., Yui, M. and Ishikawa, H. (1995)：Experimental Study on the

Interaction of Groundwater with Bentonite, Mat. Res. Soc. Symp. Proc.,

No.353, pp.337-344.

Yui, M., Azuma, J. and Shibata, M. (1999) : JNC Thermodynamic Database for

Performance Assessment of High-level Radioactive Waste Disposal System, JNC Technical Report, JNC TN8400 99-070.

JNC TN8400 99-072

付－1(14)

Appendix 2 モデル変更ケースに対応した密度の低下した緩衝材に対する分配係数の設定

「第 2 次取りまとめ」においては，モデル変更ケースとして，オーバーパック腐食膨張

による緩衝材厚さの減少と周辺母岩中の亀裂への緩衝材の侵入が発生すると仮定し，緩衝材

厚さが 0.7mから 0.5mに減少する（緩衝材内側半径を 0.41mから 0.61 m に変更）ととも

に，緩衝材乾燥密度が 1.1Mg/m3に低下するケースの評価を実施する。

本 Appendixにおいては，乾燥密度 1.1Mg/m3の緩衝材に対する分配係数の設定について

検討する。

本来，分配係数は，線形吸着の範囲では，液固比（＝乾燥密度）の影響を受けず，一定の

値であるはずである。しかしながら，本報告書では，本編で記述したように，圧縮ベントナ

イトに対して測定されたみかけの拡散係数に基づき設定を行っており，分配係数に密度依存

性が認められた場合には，緩衝材仕様の密度に内挿・外挿される見かけの拡散係数と，その

密度における実効拡散係数を用いて分配係数を算出している。したがって，ここでは，まず，

同様の方法により，乾燥密度 1.1Mg/m3の圧縮ベントナイトに対する分配係数の導出を行う。

設定対象 18元素のうち，本編における検討で，見かけの拡散係数から求められる分配係

数の密度依存性が認められた元素は，Cs，Sm，Ra，Amの 4元素である。これらについて，

本編中と同様な方法で乾燥密度 1.1Mg/m3の分配係数を求めると，それぞれ，0.04m3/kg，

3.4 m3/kg，0.02m3/kg，43m3/kgとなり，いずれも乾燥密度 1.8Mg/m3に対する値よりも大

きな値となるが，これらの値に対し保守的な数字の丸めを行った設定値は 0.01m3/kg，

1m3/kg，0.01m3/kg，10m3/kg であり，結論として，いずれの元素も乾燥密度 1.8Mg/m3

に対する設定値と同一となる。

以上より，モデル変更ケース（オーバーパック腐食膨張による緩衝材厚さの減少と周辺母

岩中の亀裂への緩衝材の侵入による緩衝材密度低下の考慮）で設定された，乾燥密度が

1.1Mg/m3の緩衝材に対する分配係数は，全元素に対し，乾燥密度 1.8Mg/m3に対する設定

値と同一の値とする。

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付－2(1)

Appendix 3 オーバーパックの早期破損を仮定した変動シナリオケースに対応した緩衝材

に対する Srの分配係数の設定

「第 2 次取りまとめ」においては，変動シナリオケースとして，オーバーパックの溶接

ミスなどによりオーバーパックが早期に破壊するとした場合の影響について検討を行う。こ

の解析においては，オーバーパックが処分後 100 年時点で破損するとする。したがって，

この解析においては，処分後 100 年時点でのガラス固化体中の核種量を考慮して，評価対

象核種を決定する必要があり，オーバーパックの破損時期を 1000年としているレファレン

スケースにおいては，評価対象とならなかった Sr-90（半減期 29.1年）が評価対象となる。

本 Appendix においては，本編と同じ緩衝材仕様，FRHP 間隙水条件に対し，同様な方

法で Srの緩衝材に対する分配係数（Kd）を設定する。

Sr は 2 価が安定であり，酸化還元には鋭敏でない。見かけの拡散係数は Idemitsu et

al.(1998）において，乾燥密度 1.0～2.0Mg/m3の条件での値が報告されている（表 A3-1参

照）。Idemitsu et al.(1998）による logDaと乾燥密度の関係を図 A3-1に示す。

Kdの導出においては，Srの De実測値が存在しないことから，他の元素と同様に HTO

の Deを用いることとする。Idemitsu et al.(1998）の報告による Daと本編（5.2.1）式を

用いて各乾燥密度に対して計算される Kd を表 A3-2 および図 A3-2 に示す。得られた Kd

には乾燥密度依存性が認められるため，本編と同じ手法に従えば，logDaと乾燥密度の関係

から，乾燥密度 1.6 Mg/m3 における，実験値のばらつきを考慮した保守的な（大きな値の）

Daを導出し，その値から Kdを求めるべきである。しかしながら，本 Appendixで検討に

用いた Da の値は，1.8 Mg/m3 以下の領域では logDa と乾燥密度が非常に良い直線性を持

つため，この部分について上記の方法に従ったとしても，表 A3-2 に示した乾燥密度 1.6

Mg/m3の Da実測値と大きく変らない。したがって，表 A3-2中の乾燥密度 1.6Mg/m3 に対

する Kd=0.007 m3/kgに基づき，この値を保守的に丸めて，Kd=0.005 m3/kgを設定する。

参考文献

Idemitsu, K., Tachi, Y., Furuya, H., Inagaki, Y. and Arima, T. (1998)：Diffusion of Cs

and Sr in Compacted Bentonites under reducing conditions and in the Presence of Corrosion Products of Iron, Mat. Res. Soc. Symp. Proc., Vol.506,

pp.351-358.

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付－3(1)

表 A.3-1　ストロンチウムの見かけの拡散係数測定値（Idemitsu et al., 1998）

Strontium乾燥密度 Da solid 浸漬液雰囲気温度 pH Eh 含水期間拡散期間ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ液ﾄﾚｰｻｰ塗布量解析境界条件その他[Mg/m3] [m2/s] [℃] [V] 濃度塗布量

1.0 2.50E-11 kunigel 100% Deionized Water - - - - 1 [m] at reduced pressure 10[d] to 40[d] - 30 [μl] ca. 300 [Bq] of Sr90plane source,one side diff.



1.6 1.10E-11 kunigel 100% Deionized Water - - - - 1 [m] at reduced pressure 17 [d] - 30 [μl] ca. 300 [Bq] of Sr90plane source,one side diff.



1.0 1.50E-11 kunigel 100% Deionized Water - - - - 1 [m] at reduced pressure 10[d] to 40[d] - 30 [μl] ca. 300 [Bq] of Sr90plane source,one side diff. *



1.6 8.10E-12 kunigel 100% Deionized Water - - - - 1 [m] at reduced pressure 17 [d] - 30 [μl] ca. 300 [Bq] of Sr90plane source,one side diff. *



* a partly corroded carbon steel was contacted with bentonite for 7days.

JNC

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付－3(2)

図 A3-1 ストロンチウムの見かけの拡散係数の乾燥密度依存性

表 A3-2 拡散係数から導出されるストロンチウムの分配係数

乾燥密度空隙率 Da De(HTO) Kd Reference[Mg/m3] [-] [m2/s] [m2/s] [m3/kg]

1.0 0.630 2.5E-11 4.7E-10 0.018 Idemitsu et al. (1998)1.2 0.558 2.0E-11 3.0E-10 0.012 Idemitsu et al. (1998)1.4 0.481 1.6E-11 1.9E-10 0.008 Idemitsu et al. (1998)1.6 0.407 1.1E-11 1.2E-10 0.007 Idemitsu et al. (1998)1.8 0.333 8.9E-12 7.7E-11 0.005 Idemitsu et al. (1998)2.0 0.259 3.2E-12 4.9E-11 0.007 Idemitsu et al. (1998)

10-3

10-2

10-1

100

0.8 1 1.2 1.4 1.6 1.8 2 2.2

Idemitsu et al. 1998


図 A3-2拡散係数から導出されるストロンチウムの分配係数

-12.0

-11.5

-11.0

-10.5

-10.0

0.8 1 1.2 1.4 1.6 1.8 2 2.2

Idemitsu et al. 1998


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付－3(3)

Appendix 4 モデル変更ケースに対応した腐食生成物に対する分配係数の設定

「第 2 次取りまとめ」におけるレファレンスケースでは，オーバーパックの腐食によっ

て形成されると考えられる腐食生成物層での核種の移行，および遅延効果は考慮していない。

しかしながら，核種の移行媒体としてこのような層が寄与することにより，核種移行に対す

る抑制効果が期待される。そのため，オーバーパック腐食生成物層での核種の移行，および

遅延を考慮したケースを設定する。

本 Appendixにおいては，この解析ケースに対応するために，腐食生成物層に対する分

配係数（Kd）の設定を行う。

A4.1 設定の考え方

腐食生成物に対する圧縮状態での拡散試験の報告は認められなかった。また，処分環境に

おける腐食生成物のミクロな間隙構造等は不明であるものの，ベントナイト間隙で議論され

ているような微細間隙よりは大きな間隙を持つものと推定されることから，岩石に対する分

配係数の設定（澁谷ほか，1999a）と同様に，既往の研究で報告されているバッチ収着試験

の値を基に設定を行うこととした。

処分環境条件における腐食生成物としては，熱力学的に安定で腐食実験等でその生成が認

められている磁鉄鉱や菱鉄鉱が考えられている（本田ほか，1997；谷口ほか，1999；小田

ほか，1999）。しかしながら，これら２つの材料に対する収着データのみでは，評価対象元

素に対する情報が著しく不足していたことから，調査対象とする腐食生成物の範囲を拡大し，

磁鉄鉱（magnetite），赤鉄鉱（hematite），黄鉄鉱（pyrite），針鉄鉱（goethite），Fe(OH)3 ，

鉄含水酸化物（hydro ferric oxide; HFO）等に対する収着データを参考とすることとした。

調査対象元素についても，評価対象の 18元素に加え，調査の過程において見出された，他

の元素の収着データも参考とした。また，設定は還元の処分環境条件を対象としたものであ

るが，酸化還元に鋭敏な元素に対し，大気中で取得されているデータについても調査対象と

し，参考とした。

A4.2 データ調査方法および結果

収着試験データの調査は，収着データベース（澁谷ほか，1999b）を利用するとともに，

別途，国際原子力情報システム（INIS）を用いて文献検索を実施した。

以下に，元素毎に分配係数の調査結果を概観する。なお，データが見つけられた元素のみ

記述する。

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付－4(1)

1) Se

Seに対しては， Fujikawa and Fukui(1997a)，Shibutani et al.(1994)，Ticknor et al.

(1988)，Ticknor and McMurry (1996)，Davis and Leckie(1980)およびHayes et al.(1988)

が分配係数を報告している。これらの内，Shibutani et al.(1994)および Davis and

Leckie(1980)は窒素雰囲気で，Ticknor et al. (1988)は一部の試験で還元剤を添加した試験

を実施している。

Fujikawa and Fukui(1997a)は，hematiteについては 10-5～10-1 m3/kg，magnetiteにつ

いては 10-4～10-1m3/kgの Kdを報告している。いずれも pH依存性が認められ，hematite

については pH8程度までは 10-2 m3/kgを上回っているが，より高い pHで Kdが急激に低

下している。magnetite については，pH4 から pH10 にかけて徐々に Kd が低下するのが

認められ，FRHP間隙水(pH=8.4)前後の pH領域では，10-3 ～10-2 m3/kgに分布している。

Shibutani et al.(1994)は，goethite に対しては，pH8以下の条件では 2 m3/kgであるが，

pH8～12にかけて， pHの上昇とともに，Kdは 10-3 m3/kgまで低下している。pyriteに

対しては pH7～9で，2 m3/kg以上の Kdを報告している。

Ticknor et al. (1988)では，goethite，hematiteのいずれについても 10-2～10-1 m3/kgの

範囲である。還元剤を添加した試験は，pH が 10 程度のアルカリ条件で実施されており，

還元剤の無い系での試験と pHが異なるため，直接的な比較は困難である。

Ticknor and McMurry (1996)では，goethiteに対し，Se初期濃度，イオン強度，共存有

機物濃度などを変化させた条件で試験を実施しており，試験条件に依存して，10-2～10０

m3/kgの範囲の値が得られている。

Davis and Leckie(1980)では，pH 8以下の酸性条件で，Fe(OH)3に対し 10-1～10２m3/kg

の範囲の値を報告しており，pHの低下ともに Kdが上昇している。

Hayes et al.(1988)では，goethiteおよびHFOに対して，pHとイオン強度を系統的に変

化させた試験を実施しており，いずれの試料に対しても，pHの上昇とともに，かつイオン

強度の上昇ともに，Kdが低下することを示している。また，SeO4-よりも SeO3-の方が高い

収着性を示すとしている。分配係数は条件に依存し，goethiteで 10-4～101 m3/kg， HFO

で 10-1～103 m3/kgの範囲に分布している。

このように，Ticknor et al. (1988)の高 pＨの一部の試験を除き，いずれの報告も，処分

環境条件における Seの酸化還元条件である Se(-II)に対するものではない。しかしながら，

いずれもマイナス１の電荷を持つ陰イオンであることから，上述の報告値を参考とする。全

ての値を概観すると，10-5～103 m3/kgの広い範囲に分布するが，それらの大部分（94%）

が，10-3～102 m3/kgの範囲であることや，Fujikawa and Fukui(1997a)がmagnetiteにつ

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付－4(2)

いては，FRHP間隙水(pH=8.4)前後の pH領域では，10-3 ～10-2 m3/kg の値を報告してい

ることから，保守性を考慮して 10-3 m3/kgを設定することとする。

2) Tc

Tcに対しては，Allard et al.(1979) と Andersson et al.(1983)がいずれも，脱酸素条件で

実験をしており，前者がmagnetiteと pyrite，後者が magnetiteについて報告している。

いずれも，10-3 m3/kgのオーダーの値を報告している。また，いずれも模擬地下水を用いて

おり，pH等を変化させた試験は実施していない。また，Palmer and Meyer(1981)が大気

条件で，magnetite，hematite，pyriteに対する収着試験を実施しており，いずれも 1x10-3

m3/kg程度の値を報告している。

Tcは，岩石等への収着で Tc(VII)と Tc(IV)では収着特性が著しくことなることが知られて

いる。また，雰囲気制御のみでは Tc(IV)には還元されない。したがって，これらの報告値

は，いずれも Tc(VII)に対する値であり，これらの値から，Tc(IV)としての存在が予測され

ている還元状態の処分環境に対する Kd を設定することは，過剰に保守的である。よって，

これらの値は参考としないこととする。

3) Sn

Snに対しては，Amaya et al.(1997)および Ticknor and McMurry (1996)が goethiteに

への収着を報告している。

Amaya et al.(1997)では，収着後に検出可能な溶液中の Sn濃度を得るために，繰り返し

Snを添加する方法により Kdを得ている。Kdは，中性付近の pHで 1x104 m3 /kg以上の

値である。

Ticknor and McMurry (1996)では，イオン強度，共存有機物濃度などを変化させた条件

で試験を実施しており，溶存有機炭素（DOC）濃度が高い（10-2 g/L）条件では，10０m3/kg

のオーダーの値であるが，DOC濃度が低い（10-3 g/L）の条件では 101 m3/kg以上の値が得

られている。

処分環境を考慮した腐食生成物として，goethiteの代表性には疑問はあるが，これらの報

告や，本編 5.6項におけるベントナイトへの収着データ等から，Snはいずれの固相に対し

ても，非常に高い収着性を示すことが分かる。したがって，これらの知見より，10 m3/kg

を設定する。

4) Cs

Csに対しては，Andersson et al.(1983)， Fujikawa and Fukui(1997b)および Torstenfelt

et al.(1981)の報告がある。

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付－4(3)

Andersson et al.(1983)は，magnetite，hematite，pyriteおよび Fe(OH)3に対して Kd

を報告しており，いずれも 10-3 ～10-2 m3/kgの値を示している。

Fujikawa and Fukui(1997b)は，hematiteおよびmagnetiteに対し，溶液条件を変化さ

せた試験を実施しているが，溶液条件依存性は明確ではなく，いずれの固相に対しても分配

係数は 10-1～100 m3/kgの範囲に分布している。

Torstenfelt et al.(1981)は，magnetiteおよび hematiteへの収着試験を固相の粒径を変

化させて実施している。両固相とも粒径の影響は顕著には認められず，分配係数はいずれも

10-3 m3/kgのオーダーである。

これらの報告値からmagnetite，hematite等への Csの Kdは 10-3～100 m3/kgの範囲に

分布している。様々な溶液条件での試験を実施している Fujikawa and Fukui(1997b)によ

る分布の最低値から，10-2 m3/kgを設定値とする。

5) U

Uに対しては，分配係数の報告は，Allard et al.(1979)と Ticknor(1993)がある。Allard et

al.(1979)は，非酸化条件での値として，magnetiteに対して 10-3～10-2 m3/kgの範囲の値を

報告している。また，Ticknor(1993)は，goethite および hematite に対して，大気条件と

低酸素雰囲気で試験を実施しているが，いずれも顕著な差はなく（goethiteの低酸素雰囲気

が若干低い Kdを示している），1 m3/kg程度である。

U の鉄含有固相への収着に関しては，分配係数の報告以外に以下の知見が報告されてい

る。Ohnuki et al.(1997)では，非晶質の鉄鉱物から結晶性の鉄鉱物への変化の過程で U(VI)

が非可逆に収着しており，ウラン鉱物の沈殿や結晶性の鉄鉱物表面での表面錯体ではないと

している。Grambow et al.(1996)では，初期に溶液中に添加した U(VI)の 98％以上が鉄腐

食生成物に収着したとしている。彼らは，初期濃度は U(IV)の溶解度に対し過飽和であるこ

とから，U(IV)固相の沈殿の寄与も考慮しているが，溶液中の U の 50％が U(VI)のままで

あり，固相中のUの酸化数の分析においても，U(IV)の割合が少ないと評価されたことから，

単純な U(IV)固相の沈殿ではないとしている。Sagert et al.(1988)では，pHや溶液中の炭

酸の有無などを変化させ，magnetiteゲルへの U(VI)の収着挙動を調べ，収着化学種に関す

る議論を行っており，炭酸共存下における主要な収着化学種は，(UO2)2CO3(OH)3－であろ

うと推定している。また，熟成したゲルを用いると U(VI)の収着量が低下するが，単位表面

積あたりに換算するとほぼ一致し，その値は，hematiteの値とも同程度であるとしている。

これらの報告は，初期に６価で存在する U が腐食生成物の生成過程で収着し，固定化さ

れることによる強い遅延の可能性を示唆するものであるが，U を４価に調整して収着挙動

の観察，測定を行ったものは無く，U(IV)に還元された後の移行を想定している現行のシナ

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付－4(4)

リオにおける Kdに直接的には利用が難しい。

6) Np

Np に対しては，Nakayama and Sakamoto(1991)の報告がある。天然の goethite，

hematite，magnetiteに加え biotiteに対してNp(V)の収着試験を実施している。報告され

ている収着率から分配係数に換算すると，pH8～9 の領域では，goethite に対しては約 2

m3/kg，hematite，magnetiteおよび biotiteに対しては，0.1～0.25 m3/kg程度の Kdを示

している。また，合成の hematiteおよびmagnetiteに対する試験も実施しているが，天然

試料との顕著な差は認められなかった。

これらは，Np(V)に対する値であるので，これらの値を処分環境条件で期待されている

Np(IV)の腐食生成物への Kdとして与えることは適切ではないと考える。

ここで着目したいのは，鉄酸化物である hematite，magnetite に対する Kd は，鉄含有

の雲母鉱物である biotiteに対する Kdと同程度であり，鉄酸化物は雲母に比べて著しく高

い収着性能を示すわけではないということである。また，Nakayama and Sakamoto(1991)

では，lepidocrocite(γ-FeOOH)，boehmite(γ-AlOOH)に対する収着試験も実施している。

その結果，lepidocrociteと boehmiteは似た収着挙動を示し，pHが中性付近からアルカリ

にかけて収着の増加が認められ，pH8～9 の領域では，boehmite の方が高い吸着性を示し

ている。このことは，鉄の含有が，収着性の向上に直接的に結びつくものではないことを示

している。

7) Am

Amに対しては，Allard and Beall(1979)が hematite，magnetiteおよび pyriteについて

報告している。分配係数は，hematite，magnetite については 8～16 m3/kg 程度，pyrite

については 4～5 m3/kg程度の値である。Allard and Beall(1979)においては，他の酸化物(例

えば，gibbsite)や，ケイ酸塩鉱物（カオリナイト，モンモリロナイト等）に対する Kdも報

告しているが，腐食生成物として着目している鉄酸化物や鉄鉱物に対する Kdは，gibbsite

や，モンモリロナイト等のフィロケイ酸塩鉱物と同程度である。

評価対象元素以外の元素に対する収着データとしては，Andersson et al.(1983)が Srの

magnetite，hematite，pyrite および Fe(OH)3対する Kd を報告している。magnetite，

hematite，pyriteについては，0.002～0.007 m3/kgであり，Fe(OH)3対しては 1.2 m3/kg

という値を報告している。また，Ticknor (1994)は，様々な溶液条件の下で，Ni の各種岩

石鉱物への収着実験を行なっており，その結果，hematite は他の鉱物等よりも高い吸着性

を示し，102 m3/kgオーダーの値を報告している。

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付－4(5)

このように，腐食生成物に対する分配係数の情報は現状では，非常に限られており，これ

らの値から直接的に設定することは困難である。

個別元素毎の検討により，設定が可能な元素は，前述のとおり，Se，Sn，Cs程度である。

Am についても，上述の検討から保守性を考慮し１m3/kg を設定する。Ra については，そ

の化学的類似性により，Srのデータを参考とすることができるかもしれない。

他の元素については，上述の調査結果から分かるように，鉄腐食生成物に対して，特異的

に高い分配係数が報告されているわけではなく，他の岩石，鉱物と同程度であると判断され

るため，緩衝材や岩石に対して設定された値をも参考にしつつ，現実的で保守的と考えられ

る値を設定した。

天然で認められる鉄鉱物への一部の元素の濃集現象は，鉄鉱物の結晶化の過程において発

生するものと考えられ，処分システムにおいても，腐食生成物の生成の過程では期待できる

ものの，ここでの分配係数の設定においては，還元条件での溶存化学種が，既に存在する腐

食生成物に可逆的に吸着するという現象のみを対象としており，腐食生成物による酸化還元

を伴う吸着現象や，非可逆な固定化等の現象は保守的に考慮しないこととした。

表 A4-1にオーバーパック腐食生成物に対する分配係数設定値を，緩衝材，岩石に対する

設定値と比較し一覧する。

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付－4(6)

表 A4-1 オーバーパック腐食生成物に対する分配係数設定値一覧

元素オーバーパック

腐食生成物緩衝材* 花崗岩類** （結晶質岩酸性）

玄武岩類** （結晶質岩塩基性）

Se 0.001 0 0.01 0.01

Zr 1 10 0.1 1

Nb 1 1 0.1 1

Tc 1 0.1 1 1

Pd 0.1 0.1 0.1 1

Sn 10 1 1 5

Cs 0.01 0.01 0.05 0.1

Sm 1 1 5 5

Pb 0.1 0.1 0.1 1

Ra 0.01 0.01 0.5 0.5

Ac 1 1 5 5

Th 1 1 1 1

Pa 1 1 1 1

U 1 1 1 1

Np 1 1 1 1

Pu １ 10 1 1

Am 1 10 5 5

Cm 1 10 5 5 緩衝材および岩石に対する分配係数設定は比較参考用

* 本報告書本編 ** 渋谷ほか(1999a)

(m3/kg)

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付－4(7)

A4参考文献

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付－4(9)

Appendix 5 確率論的安全評価のための緩衝材の分配係数値に対する幅の設定

安全評価の解析においては，１つのパラメータに１つの値を設定し，結果をポイントワイ

ズに表現する決定論的な方法と，可能性の低いシナリオについて確率を考慮したり，パラメ

ータに確率分布を与え，結果を分布型として表現する確率論的な方法との 2 通りの方法が

考えられている。第 2 次取りまとめにおいては，決定論的な解析のアプローチを取ること

としており，各解析ケースに対して，核種の緩衝材への分配係数を単一の値として，本報告

書の本編および Appendix2～4において設定した。

緩衝材に対する分配係数の設定においては，圧縮状態で得られた値を重視するとの観点か

ら，見かけの拡散係数に基づく値を用い，実験結果のばらつきを考慮して保守的な値を選定

した。

一方，第 2 次取りまとめでのアプローチとは別に，それを補完する確率論的評価では，

安全評価結果の不確実性を把握するとともに，各パラメータに対する感度構造の把握および

パラメータの重要度分類を行なうことを目的とした評価を行なう（Wakasugi et al.,2000）。

このためには，パラメータが有する不確実性を定量的に示す必要がある。

本 Appendixでは，この確率論的な安全評価解析の入力データとして利用するために，レ

ファレンスケース（FRHP 間隙水）での緩衝材への分配係数に対する不確実性の幅を設定

することとした。

本設定においても，見かけの拡散係数に基づく値を用いることとし，基本手順としては，

見かけの拡散係数の実験値の不確実性（ばらつき）に基づく設定を行うこととした。作業は

本編第 5章において，Kdの密度依存性が認められた際に実施した，乾燥密度 1.6Mg/m3に

対して求めた実験誤差を考慮した保守的な logDaを，逆側（logDaの小さい側＝非保守側）

にも同様な作業を実施し，それをもって幅とすることとした。

具体的には，以下の手順で実施した。

・基本的には全プロットを用いて，見かけの拡散係数（logDa）と乾燥密度の関係式を最

小二乗法により導出する。

・この直線と各点の値の差（残差）を求め，計算される logDa より大きい値の測定値と，

小さい値の測定値のそれぞれの最大残差を，回帰式に加えるあるいは減じた式を導出す

る（回帰直線を一番外れたプロットを通るように上下に平行移動する（図 A5-1参照））。

・これらの式から，乾燥密度 1.6Mg/m3 における見かけの拡散係数の最大値，最小値を求

め，この値と，乾燥密度 1.6Mg/m3 における実効拡散係数から，Kdの最大値，最小値を

導出する。なお，本作業では実効拡散係数値の不確実性は取り扱わないこととした。

・上記の作業で導出された値を丸めて設定値とする（Kd の最小値側は本編中の設定値と

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付－5(1)

同等となる）。なお，Daの実験値の数が少ないために，上記の作業では最大値と最小

値に差異が認めらない場合には，最大値の丸めの際に，値の大きい側に丸めることとす

る。

・また，見かけの拡散係数（logDa）のばらつきが大きく，logDa と乾燥密度の関係式を

導くことに意味がないと判断されるような場合（e.g. Tc），Daが得られている試験点が

少なく（Da > xx という報告値が多い場合を含む）Daの密度依存性が議論できない場

合（e.g. Nb，Pu）については，得られている Kd全体の範囲から最大値を選定した。

本 Appendixでは，見かけの拡散係数の実験値のばらつきに着目した幅の設定を実施した。

したがって，結果として，実験点が少ない元素の方が，複数の実験者により多くの実験値が

報告されている元素よりもばらつきが小さくなるという傾向となっている。

本来は，評価対象とする間隙水水質自体の不確実性とそれが分配係数に及ぼす影響の評価，

Da実測値を用いる設定のアプローチが持つ不確実性（Appendix1で検討したような，実験

条件と評価対象条件の差異などを含む），実験自体の不確実性（誤差）等の様々な要因につ

いて，ひとつひとつ議論を行った上で，安全評価における設定値として考えるべき値の不確

実性を決定するべきである。

今後，確率論的な安全評価のアプローチを検討するにあたっては，改めて，個別パラメー

タの不確実性の考え方を整理した上で，より詳細な検討を行うことが必要である。

図 A5-1 分配係数の最大値最小値の設定基本手順（例）

-15.0

-14.5

-14.0

-13.5

-13.0

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0


log Da (m/s)


全ﾌﾟﾛｯﾄの回帰直線ばらつきを考慮した最大値

ばらつきを考慮した最小値


Kd最大値に対応

Kd最小値に対応

1.6

実験値

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付－5(2)

表 A5-1確率論的安全評価のための緩衝材に対する分配係数の幅

元素緩衝材分配係数下限値* 上限値備考

Se 0 0.0001

Zr 10 15

Nb 1 10 ばらつき全体より

Tc 0.1 20 ばらつき全体より

Pd 0.1 0.5

Sn 1 20

Cs 0.01 0.05

Sm 1 5

Pb 0.1 0.5 密度依存ﾃﾞｰﾀなし(Ni)，ばらつきより

Ra 0.01 0.02

Ac 1 5 Smのｱﾅﾛｸﾞ

Th 1 50 U,Npのｱﾅﾛｸﾞ

Pa 1 20 Snのｱﾅﾛｸﾞ

U 1 50

Np 1 50 両元素のばらつき

全体より

Pu 10 100 密度依存考慮せず

Am 10 50

Cm 10 50 Amのｱﾅﾛｸﾞ * 本報告書本編での設定と同じ

A5 参考文献

Wakasugi, K., Webb, E., Makino, H., Ishihara, Y., Ijiri, Y., Sawada, A., Baba, T., Ishiguro, K. and Umeki, H. (2000) : A Trial of Probabilistic Simulation for

Reference Case in the Second Progress Report on Research and Development for

the Geological Disposal of HLW in Japan, PSAM5 Proceedings (in preparation).

(単位：m3 /kg)

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付－5(3)

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