JP2014098637A - Method and device for treating radioactive waste solution - Google Patents
Method and device for treating radioactive waste solution Download PDFInfo
- Publication number
- JP2014098637A JP2014098637A JP2012250573A JP2012250573A JP2014098637A JP 2014098637 A JP2014098637 A JP 2014098637A JP 2012250573 A JP2012250573 A JP 2012250573A JP 2012250573 A JP2012250573 A JP 2012250573A JP 2014098637 A JP2014098637 A JP 2014098637A
- Authority
- JP
- Japan
- Prior art keywords
- cement
- radioactive
- liquid waste
- radioactive liquid
- waste
- Prior art date
- Legal status (The legal status is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the status listed.)
- Pending
Links
Images
Abstract
Description
本発明は、放射性廃液の処理方法及び処理装置に関する。 The present invention relates to a processing method and a processing apparatus for radioactive liquid waste.
原子力施設より発生する放射性廃液は種々の放射性物質を含んでおり、一般にこのような放射性廃棄物は、セメント固化、ガラス固化した後、廃棄処分することが想定されている。セメント固化方法は安価で処理が容易なため、多くの廃棄物の固化に適用されているが、放射性廃液中に含有される放射性物質の量が多い、すなわち放射性核種濃度が高いと、セメント固化体中に存在する間隙水や結晶水などが放射線分解して、その結果水素ガスが発生することが想定される。 The radioactive liquid waste generated from nuclear facilities contains various radioactive substances. Generally, such radioactive waste is assumed to be disposed of after being cemented and vitrified. The cement solidification method is cheap and easy to process, so it is applied to solidify many wastes. However, if the amount of radioactive material contained in the radioactive liquid waste is large, that is, if the radionuclide concentration is high, It is assumed that pore water, crystal water, and the like existing therein are radiolyzed, and as a result, hydrogen gas is generated.
水素ガスの固化体容器からの放出を押さえるため、容器を密閉するようなことも考えられるが、長期間の保管では内部圧力の上昇が懸念される。そのため、埋設処分後に容器内の圧力上昇を引き起こし、処分場の健全性に影響を及ぼすことも想定される。このような観点から、放射性核種濃度の高い廃棄物である使用済み燃料被覆管の圧縮体を収納する容器には、発生したガスを放出可能なように上部にフィルタを取り付けたCSD-C Universal Canisterの使用が検討されている(非特許文献1)。 In order to suppress the release of hydrogen gas from the solidified container, it is conceivable that the container is sealed, but there is a concern about an increase in internal pressure during long-term storage. For this reason, it is assumed that the pressure in the container will increase after the landfill disposal, affecting the soundness of the disposal site. From this point of view, CSD-C Universal Canister is equipped with a filter on the top so that the generated gas can be released in the container that holds the compressed body of spent fuel cladding tube, which is a waste with high radionuclide concentration. Is being studied (Non-patent Document 1).
しかしながら、このようなフィルタを取り付けた場合、内部にトリチウムなどの放射性物質を含む水が存在すると、放射性物質を含むガスが発生し、容器外部へ放射性ガスが放出されることが懸念される。また、容器内に固定薬剤を配置する手法も提案されているが(特許文献1)、固定薬剤が正常に機能しないような場合、やはり圧力上昇を引き起こす可能性が否定できない。 However, when such a filter is attached, if water containing a radioactive substance such as tritium is present inside, there is a concern that a gas containing the radioactive substance is generated and the radioactive gas is released to the outside of the container. Moreover, although the method of arrange | positioning a fixed chemical | medical agent in a container is proposed (patent document 1), when a fixed chemical | medical agent does not function normally, possibility of causing a pressure rise cannot be denied.
一方、ガラス固化は高レベル放射性廃棄物の固化にも適用されており、安定な固化処理方法であると考えられている。ガラスは耐放射線性も高く、水素ガス発生の懸念などもないため、高線量廃棄物の固化処理に適すると考えられる(非特許文献2)。しかしながら、ガラス固化体を作製するために要する温度が1200〜1300℃程度と高温であり、溶融炉のメンテナンスなどに多大なコストを要するため、高レベル放射性廃棄物の固化体以外への適用が困難である。 On the other hand, vitrification is also applied to the solidification of high-level radioactive waste and is considered to be a stable solidification method. Glass is considered to be suitable for solidification treatment of high-dose waste because it has high radiation resistance and no concern about the generation of hydrogen gas (Non-Patent Document 2). However, since the temperature required for producing the vitrified body is as high as about 1200 to 1300 ° C. and requires a large cost for maintenance of the melting furnace, it is difficult to apply the high-level radioactive waste to other than the solidified body. It is.
このような観点から、放射性廃棄物のガラス固化処理方法として、ゾル・ゲル法を用いたガラス固化方法が提案されている(特許文献1)。しかしながら、ゾル・ゲル法により生成したガラスはバルク体の製作が困難であり、特許文献2においては、乾燥ゲルを仮焼した後、圧縮成型し、焼結させるため、圧縮成形機が必要となり、製造工程が煩雑になることに加えて、製造コストが増大してしまうという課題があった。 From such a viewpoint, a vitrification method using a sol-gel method has been proposed as a vitrification method for radioactive waste (Patent Document 1). However, the glass produced by the sol-gel method is difficult to produce a bulk body. In Patent Document 2, a compression molding machine is required to perform compression molding and sintering after calcining the dried gel, In addition to the complicated manufacturing process, there is a problem that the manufacturing cost increases.
本発明の課題は、放射性廃棄物を含む放射性廃液を、トリチウムガスなどの水素系ガスを発生させることなく、簡易な方法で固化して処理することである。 An object of the present invention is to solidify and process a radioactive liquid waste containing a radioactive waste by a simple method without generating a hydrogen-based gas such as tritium gas.
本発明の一態様は、放射性廃液の酸化還元電位を0mV以上に設定するステップと、前記放射性廃液をセメント固化するステップと、を具えることを特徴とする、放射性廃液の処理方法に関する。なお、本発明における「酸化還元電位」は、標準水素電極を基準電極として測定された酸化還元電位である。 One aspect of the present invention relates to a method for treating a radioactive liquid waste, comprising the steps of: setting a redox potential of the radioactive liquid waste to 0 mV or more; and cementing the radioactive liquid waste. The “redox potential” in the present invention is a redox potential measured using a standard hydrogen electrode as a reference electrode.
また、本発明の一態様は、放射性廃液の酸化還元電位を0mV以上に設定するための反応容器と、前記放射性廃液とセメントとを混合して、固化体を生成するためのセメント固化槽と、を具えることを特徴とする、放射性廃液の処理装置に関する。 Moreover, one aspect of the present invention is a reaction vessel for setting the oxidation-reduction potential of radioactive waste liquid to 0 mV or more, a cement solidification tank for mixing the radioactive waste liquid and cement, and generating a solidified body, It is related with the processing apparatus of radioactive waste liquid characterized by comprising.
本発明によれば、放射性廃棄物を含む放射性廃液を、トリチウムガスなどの水素系ガスを発生させることなく、簡易な方法で固化して処理することができる。 According to the present invention, radioactive liquid waste containing radioactive waste can be solidified and processed by a simple method without generating hydrogen-based gas such as tritium gas.
図1は、本実施形態における放射性廃液の処理装置の概略構成を示す図である。
図1に示す放射性廃液の処理装置10は、放射性廃液Sの入った反応容器11と、反応容器11と配管21を介して接続され、反応容器11で処理された放射性廃液Sをセメント固化するためのセメント固化槽12とを有している。なお、反応容器11及びセメント固化槽12には、以下に説明する本実施形態の放射性廃液の処理方法に従って、pH調整剤、具体的には酸化剤を適宜添加できるように構成されている。
FIG. 1 is a diagram illustrating a schematic configuration of a radioactive liquid waste treatment apparatus according to the present embodiment.
A radioactive waste
反応容器11の外周部には、反応容器11内の放射性廃液Sを適当な温度に加熱するためのヒータ111が設けられ、さらに、反応容器11の下部には、攪拌子112が設置されている。
A
処理装置10を構成する反応容器11、セメント固化槽12及び配管21は、ステンレス等の耐食性の高い材料から構成する。なお、本実施形態の処理装置10では、セメント固化槽12をインドラム方式で構成しているが、混練槽と固化槽とを分離したアウトドラム方式とすることもできる。
The
次に、図1に示す放射性廃液の処理装置10を用いた放射性廃液の処理方法について説明する。
Next, the radioactive waste liquid processing method using the radioactive waste
最初に、図1の処理装置10における反応容器11中に、例えばバッファタンク等に貯留された例えばCo−60等の放射性核種を1×1012Bq/ton以上の高濃度に含む放射性廃液Sを反応容器11内に導入する。次いで、図示しない酸化還元電位計(測定用電極として、白金電極と比較電極を一体にした複合電極が広く用いられ、この場合には、先に述べた標準水素電極とは異なるので、使用した比較電極と標準水素電極の間の電位差を、測定した電位差に加える)を用い、その端子を反応容器11内に浸漬させて放射性廃液Sの酸化還元電位を計測する。なお、酸化還元電位計は、反応容器11の壁面に予め固定しておいてもよい。
First, a radioactive waste liquid S containing a radionuclide such as Co-60 stored in a buffer tank or the like at a high concentration of 1 × 10 12 Bq / ton or more in a
このとき、放射性廃液Sの酸化還元電位は一般に0mV未満、具体的にはマイナス数十mVからマイナス数百mVの範囲となっている。したがって、本実施形態においては、反応容器11中の放射性廃液Sの酸化還元電位を0mV以上とする。これによって、以下に説明するような放射性廃液Sを直接セメント固化した際において、放射性廃液S中の高濃度放射性核種が、セメント固化体中に存在する間隙水や結晶水などを放射線分解することなく、その結果、放射性のトリチウムガス等の水素系ガスの発生を抑制することができる。
At this time, the oxidation-reduction potential of the radioactive liquid waste S is generally less than 0 mV, specifically in the range of minus several tens of mV to minus several hundred mV. Therefore, in this embodiment, the oxidation-reduction potential of the radioactive liquid waste S in the
このような放射性廃液Sの酸化還元電位と、放射性廃液Sのセメント固化体を作製する際の水素系ガスの発生との関係は、本発明者らの膨大かつ長年に亘る研究の結果として得たものである。 Such a relationship between the oxidation-reduction potential of the radioactive liquid waste S and the generation of hydrogen-based gas when producing the cement solidified body of the radioactive liquid waste S was obtained as a result of enormous and long-term research by the present inventors. Is.
なお、放射性廃液Sの酸化還元電位を0mV以上とするためには、例えば酸化剤(pH調整剤)を用いる。酸化剤としては、硫酸、硝酸、塩酸等の強酸を用いることもできるし、モリブデン酸、タングステン酸、過レニウム酸等の比較的弱い酸を用いることもできる。また、硝酸ナトリウム塩のような放射性廃液Sに対して易溶性であり、放射性廃液S中に溶解して強酸である硝酸を生成するような塩を用いることもできる。 In order to set the oxidation-reduction potential of the radioactive liquid waste S to 0 mV or higher, for example, an oxidizing agent (pH adjusting agent) is used. As the oxidizing agent, strong acids such as sulfuric acid, nitric acid and hydrochloric acid can be used, and relatively weak acids such as molybdic acid, tungstic acid and perrhenic acid can also be used. Further, a salt that is easily soluble in the radioactive waste liquid S, such as sodium nitrate salt, and that generates nitric acid that is a strong acid by dissolving in the radioactive waste liquid S can also be used.
但し、放射性廃液Sが、高濃度のオキソ酸を含みその酸化還元電位が当初より0mV以上である場合は、上述のような放射性廃液Sの酸化還元電位を0mV以上とするための操作は必要とされない。逆に、反応容器11等の腐食を防止する等の目的から、硫化ナトリウム塩等の放射性廃液Sに対して易溶性であるアルカリ塩を添加することもできる。
However, when the radioactive waste liquid S contains a high concentration of oxo acid and its oxidation-reduction potential is 0 mV or more from the beginning, the operation for setting the oxidation-reduction potential of the radioactive waste liquid S to 0 mV or more is necessary. Not. Conversely, for the purpose of preventing corrosion of the
放射性廃液Sと酸化剤等との混合は、反応容器11の下部に設けられた撹拌子112を用いて行う。
The mixing of the radioactive liquid waste S and the oxidizing agent or the like is performed using a
また、本実施形態では、反応容器11の外周部にヒータ111を配設しているので、ヒータ111によって放射性廃液Sの温度を変化させる、具体的には、室温(25℃から100℃未満)の温度に加熱することによっても放射性廃液Sの酸化還元電位を変化(増大)させることができる。但し、放射性廃液Sの酸化還元電位は、一次的には上述のような酸化剤に依存する。
Moreover, in this embodiment, since the
放射性廃液Sの酸化還元電位の上限は、上述のように、放射性廃液S中の高濃度放射性核種が、セメント固化体中に存在する間隙水や結晶水などを放射線分解することなく、放射性のトリチウムガス等の水素系ガスの発生を抑制することができれば特に限定されないが、例えば0.5mV〜1.0mVとすることができる。これより放射性廃液Sの酸化還元電位が高くなっても、上述のような水素系ガスの発生の抑制には影響を及ぼさず、また、反応容器11等が腐食してしまう場合がある。
As described above, the upper limit of the oxidation-reduction potential of the radioactive liquid waste S is that the radioactive tritium is radioactively decomposed without radiolytic decomposition of pore water or crystal water, etc. present in the cement solidified body. Although it will not specifically limit if generation | occurrence | production of hydrogen gas, such as gas, can be suppressed, For example, it can be set as 0.5 mV-1.0 mV. Even if the oxidation-reduction potential of the radioactive liquid waste S becomes higher than this, it does not affect the suppression of the generation of the hydrogen-based gas as described above, and the
次いで、酸化還元電位が0mV以上に設定された放射性廃液Sを配管21を介してセメント固化槽12に移送し、当該セメント固化槽12内でセメントと混合してセメント固化体を作製する。
Next, the radioactive liquid waste S whose oxidation-reduction potential is set to 0 mV or more is transferred to the
使用するセメントは、例えばアルミナセメント、高炉スラグセメント、フライアッシュセメント及びポルトランドセメントを挙げることができる。これらのセメント材は容易に入手ができるとともに安価であって、かつ海水や化学物質に対して安定であるので、本実施形態のように放射性排液を固化して安定化させるセメント材として適している。特に、アルミナセメントは、アルミニウムの原料であるボーキサイトと石灰石から作られ、酸化アルミニウムを含むセメントであって、混練後すぐに強い強度を発揮するので、イオン閉じ込め性に優れている。 Examples of the cement used include alumina cement, blast furnace slag cement, fly ash cement, and Portland cement. Since these cement materials are easily available, are inexpensive, and are stable to seawater and chemical substances, they are suitable as cement materials for solidifying and stabilizing radioactive drainage as in this embodiment. Yes. In particular, alumina cement is made of bauxite and limestone, which are raw materials of aluminum, and is a cement containing aluminum oxide, and exhibits high strength immediately after kneading, and therefore has excellent ion confinement properties.
一方、セメント固化の過程にあるセメント中に含まれる、放射性廃液S等由来の水分の酸化還元電位は、上述のように、高濃度放射性核種が、セメント固化体中の上記水分を放射線分解しないように常に0mV以上に保持しておく必要がある。 On the other hand, the redox potential of the water derived from the radioactive liquid waste S and the like contained in the cement in the process of solidifying the cement is such that the high-concentration radionuclide does not radiolyze the water in the cement solidified body as described above. It is necessary to keep the voltage at 0 mV or higher.
上述したセメントの中でもポルトランドセメントを用いてセメント固化体を作製する場合、反応容器11内で放射性廃液Sの酸化還元電位を0mV以上に設定すると、セメント固化体中でも含まれる水分の酸化還元電位は0mV以上なる要件を満足するが、その他のセメントを用いてセメント固化体を作製した場合、上記水分の酸化還元電位は0mV未満になってしまう。したがって、セメント固化体を作製する際に用いるセメントは、ポルトランドセメントであることが好ましい。
When producing a cement solidified body using Portland cement among the above-mentioned cements, if the redox potential of the radioactive liquid waste S is set to 0 mV or more in the
特に、アルミナセメントを用いた場合は、結晶水を多く含むセメント水和物であるエトリンガイト(3CaO・Al2O3・3CaSO4・32H2O)、モノサルフェート(3CaO・Al2O3・CaSO4・12H2O)、カルシウムアルミネート水和物(3CaO・Al2O3・13H2O)を生成するため、水素系ガスの発生が顕著になる。このため、ポルトランドセメント以外のセメントを用いてセメント固化体を得る場合は、固化過程にあるセメントの酸化還元電位を0mV以上に設定するために追加の操作が必要となる。 In particular, when alumina cement is used, ettringite (3CaO • Al 2 O 3 • 3CaSO 4 • 32H 2 O), monosulfate (3CaO • Al 2 O 3 • CaSO 4 ), which is a cement hydrate containing a large amount of crystal water, is used.・ 12H 2 O) and calcium aluminate hydrate (3CaO ・ Al 2 O 3・ 13H 2 O) are produced, so the generation of hydrogen-based gas becomes remarkable. For this reason, when a cement solidified body is obtained using a cement other than Portland cement, an additional operation is required to set the oxidation-reduction potential of the cement in the solidifying process to 0 mV or higher.
換言すれば、本実施形態の方法は、セメントとしてアルミナセメントを用いてセメント固化体を作製する際に最も作用効果を奏するということができる。 In other words, it can be said that the method of the present embodiment is most effective when a cement solidified body is produced using alumina cement as the cement.
追加の操作としては、反応容器11で放射性廃液Sに対して行ったのと同様の操作、すなわち、酸化剤(pH調整剤)を添加する。酸化剤としては、硫酸、硝酸、塩酸等の強酸を用いることもできるし、モリブデン酸、タングステン酸、過レニウム酸等の比較的弱い酸を用いることもできる。また、硝酸ナトリウム塩のような水分に対して易溶性であり、セメント固化体中の水分中に溶解して強酸である硝酸を生成するような塩を用いることもできる。
As an additional operation, an operation similar to that performed on the radioactive waste liquid S in the
上述のようにして得たセメント固化体は、埋設処分施設にて埋設処分に供される。 The cement solidified body obtained as described above is subjected to burying disposal at a burying disposal facility.
以上、本発明のいくつかの実施形態を説明したが、これらの実施形態は例として掲示したものであり、発明の範囲を限定することは意図していない。これら新規な実施形態は、その他の様々な形態で実施されることが可能であり、発明の要旨を逸脱しない範囲で、種々の省略、置き換え、変更を行うことができる。これら実施形態やその変形は、発明の範囲や要旨に含まれるとともに、特許請求の範囲に記載された発明とその均等の範囲に含まれる。 As mentioned above, although several embodiment of this invention was described, these embodiment was posted as an example and is not intending limiting the range of invention. These novel embodiments can be implemented in various other forms, and various omissions, replacements, and changes can be made without departing from the scope of the invention. These embodiments and modifications thereof are included in the scope and gist of the invention, and are included in the invention described in the claims and the equivalents thereof.
10 放射性廃液の処理装置
11 反応容器
111 ヒータ
112 撹拌機
12 セメント固化槽
DESCRIPTION OF
Claims (8)
前記放射性廃液をセメント固化するステップと、
を具えることを特徴とする、放射性廃液の処理方法。 Setting the oxidation-reduction potential of the radioactive liquid waste to 0 mV or higher;
Solidifying the radioactive liquid waste with cement;
A method for treating radioactive liquid waste, comprising:
前記放射性廃液とセメントとを混合して、固化体を生成するためのセメント固化槽と、
を具えることを特徴とする、放射性廃液の処理装置。 A reaction vessel for setting the redox potential of the radioactive liquid waste to 0 mV or higher;
A cement solidification tank for mixing the radioactive liquid waste and cement to produce a solidified body;
An apparatus for treating radioactive liquid waste, comprising:
Priority Applications (1)
Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
---|---|---|---|
JP2012250573A JP2014098637A (en) | 2012-11-14 | 2012-11-14 | Method and device for treating radioactive waste solution |
Applications Claiming Priority (1)
Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
---|---|---|---|
JP2012250573A JP2014098637A (en) | 2012-11-14 | 2012-11-14 | Method and device for treating radioactive waste solution |
Publications (1)
Publication Number | Publication Date |
---|---|
JP2014098637A true JP2014098637A (en) | 2014-05-29 |
Family
ID=50940750
Family Applications (1)
Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
---|---|---|---|
JP2012250573A Pending JP2014098637A (en) | 2012-11-14 | 2012-11-14 | Method and device for treating radioactive waste solution |
Country Status (1)
Country | Link |
---|---|
JP (1) | JP2014098637A (en) |
Cited By (1)
Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
CN105513662A (en) * | 2015-12-16 | 2016-04-20 | 湖南桃花江核电有限公司 | Method for treating dry radioactive waste of nuclear power plant |
-
2012
- 2012-11-14 JP JP2012250573A patent/JP2014098637A/en active Pending
Cited By (1)
Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
---|---|---|---|---|
CN105513662A (en) * | 2015-12-16 | 2016-04-20 | 湖南桃花江核电有限公司 | Method for treating dry radioactive waste of nuclear power plant |
Similar Documents
Publication | Publication Date | Title |
---|---|---|
JP5100570B2 (en) | Method and apparatus for solidifying radioactive waste | |
EP2856472B3 (en) | Methods of consolidating radioactive containing materials by hot isostatic pressing | |
JP4772459B2 (en) | Solidification method for radioactive waste | |
Palmer et al. | Properties of cement systems containing intermediate level wastes | |
Hong et al. | Decontamination of neutron-activated radioactive concrete waste by separating Eu, Co, Fe, and Mn-containing sand particles using dense medium separation | |
Maddrell | Hot isostatically pressed wasteforms for future nuclear fuel cycles | |
JP2007047033A (en) | Radioactive waste solidification method and apparatus | |
JP2014098637A (en) | Method and device for treating radioactive waste solution | |
Kienzler et al. | Radionuclide source term for HLW glass, spent nuclear fuel, and compacted hulls and end pieces (CSD-C waste) | |
JP4691526B2 (en) | Radioactive waste disposal method | |
US9087618B2 (en) | Solidification method of radioactive waste accompanying chloride recycling or radioactive iodide removing and the device thereof | |
JP4364102B2 (en) | Method and apparatus for solidifying radioactive waste with high radioactivity concentration | |
JP2007003270A (en) | Radioactive waste liquid treatment apparatus and method | |
KR100587157B1 (en) | Method of Disposal of the Wasted Catalyst including Depleted Uranium | |
JP4901359B2 (en) | Radioactive waste disposal method | |
JP4565127B2 (en) | Treatment and recovery of strong oxidizing metal ions in aqueous solution by irradiation of aqueous solution coexisting with solid | |
JP2003307594A (en) | Method for separating/recovering radioactive nuclide carbon 14 adsorbed on graphite structure material | |
JP2020076650A (en) | Radioactive waste liquid processing method and radioactive waste liquid processing system | |
JP5044280B2 (en) | Method and apparatus for solidifying radioactive waste | |
JP2013156076A (en) | Method and device for treating radioactive waste | |
JP2000284095A (en) | Solidified waste and manufacture thereof | |
JP6104547B2 (en) | Treatment method of waste ion exchange resin | |
JP7350223B2 (en) | Radioactive aluminum waste disposal method | |
Chiriki | Disposal strategy of proton irradiated mercury from high power spallation sources | |
Angus et al. | Behaviour of Alpha Emitters in Cement–16139 |