JP2014228288A - Decontamination method for contaminated solid and decontamination apparatus for contaminated solid - Google Patents
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Abstract
Description
本発明は、放射性セシウムで汚染された土壌や汚泥などの汚染固体からセシウムを回収して除染する方法、及び、汚染固体からセシウムを回収して除染する装置に関する。 The present invention relates to a method for recovering and decontaminating cesium from contaminated solids such as soil and sludge contaminated with radioactive cesium, and an apparatus for recovering and decontaminating cesium from contaminated solids.
原子力発電所の事故などにより放射性物質が大量に放出され、放射性物質により土壌汚染などが生じるおそれがある。土壌汚染の原因となる放射性物質としては、ヨウ素131、セシウム134、セシウム137がある。この中で土壌汚染の原因として特に問題になるのがセシウム134とセシウム137である。セシウム134は半減期が約2年、セシウム137は半減期が約30年であり、ヨウ素131の約8日と比較して半減期が長い。また、セシウム134及びセシウム137(以下、セシウム134及びセシウム137を合わせて放射性セシウムと称す。)は、周期表のアルカリ金属に属しており化学的性質は同じであるため水に非常に溶けやすく、放射性セシウムで汚染された土壌で栽培された野菜や根菜類にも取り込まれる危険がある。よって、汚染された土壌や汚泥の除染としては、放射性セシウムを除去して除染する方法が求められる。
A large amount of radioactive material may be released due to an accident at a nuclear power plant, etc., and there may be soil contamination caused by the radioactive material. Examples of radioactive substances that cause soil contamination include
原子力発電所内で使用される金属等の機器に吸着した放射性セシウムを除去して除染する方法に関しては様々な提案がなされている。しかしながら、放射性セシウムは、プラス1価の陽イオンを有し、土壌や汚泥に含まれる粘土質の鉱物に強固に吸着するという特性を持っている。よって、原子力発電所内で使用される放射性セシウムの除去方法をそのまま土壌や汚泥に適用しても、期待していたような効果が得られないことがある。 Various proposals have been made regarding methods for removing radioactive cesium adsorbed on equipment such as metals used in nuclear power plants and decontaminating them. However, radioactive cesium has a positive monovalent cation and has a characteristic of being strongly adsorbed to clay minerals contained in soil and sludge. Therefore, even if the method for removing radioactive cesium used in nuclear power plants is applied to soil and sludge as it is, the expected effect may not be obtained.
放射性物質で汚染された土壌や汚泥などの除染方法としては、例えば特許文献1では、放射性セシウムに対して吸着性を有する吸着剤に磁性体を担持させる工程と、放射性セシウムで汚染された固体に前記吸着剤を添加し、前記固体中の放射性セシウムを前記吸着剤に吸着させる工程と、前記磁性体が担持された前記吸着剤を磁力によって分離除去する工程と、を具える放射性セシウム汚染固体の処理方法が提案されている。
As a decontamination method for soil or sludge contaminated with radioactive substances, for example, in
特許文献2では、汚染土を磨砕機で半自生・自生湿式磨砕して、磨砕土のスラリーを得、前記磨砕土のスラリーを、液体サイクロンに連続的に供給して、汚染土のスラリーを液体サイクロンからオーバーフローさせる一方、除染土のスラリーを液体サイクロンからアンダーフローさせて分級し、前記汚染土のスラリーに、捕収剤を含む浮選剤を添加して浮選機に連続的に供給することにより、浮選機の上部から放射性セシウムが濃縮された浮上物を浮上回収する一方、下部からアンダーフロー水を回収する方法が提案されている。
In
上述したように、汚染された土壌や汚泥などの汚染固体から放射性物質を除去する方法についていくつかの提案がなされているが、その数は非常に少ない。原子力の技術分野では、原子力発電所から放射性物質が漏れ出すことがないように開発を進めているため、放射性物質が土壌や汚泥に漏れ出すことは前提としていないからである。 As described above, some proposals have been made on methods for removing radioactive substances from contaminated solids such as contaminated soil and sludge, but the number is very small. This is because, in the technical field of nuclear energy, development is proceeding so that radioactive materials do not leak from nuclear power plants, and therefore it is not assumed that radioactive materials leak into soil or sludge.
上記特許文献1や特許文献2の提案でも土壌や汚泥の放射線レベルを下げることができるが、より簡単にでき、そして、より除染率の高い除染方法や除染装置が求められている。
Although the proposals in
本発明は、放射性セシウムで汚染された土壌や汚泥などの汚染固体から簡単且つ高い除染率で放射性セシウムを除去できる除染方法、及び、除染装置を提供することを目的としている。 An object of the present invention is to provide a decontamination method and a decontamination apparatus that can easily remove radioactive cesium from contaminated solids such as soil and sludge contaminated with radioactive cesium at a high decontamination rate.
本発明は、放射性セシウムにより汚染された土壌や汚泥などの汚染固体から放射性セシウムを除去して除染する汚染固体の除染方法であって、除染機の容器に汚染固体を投入する汚染固体投入工程と、前記容器にシュウ酸溶液を投入するシュウ酸溶液投入工程と、前記容器を密封し、前記容器内を水熱反応条件下に設定する水熱反応条件設定工程と、水熱反応条件下で前記シュウ酸溶液に前記放射性セシウムを溶出させる溶出工程と、前記容器から前記シュウ酸溶液を排出するシュウ酸溶液排出工程と、を順に行うことを特徴とする。 The present invention is a method for decontaminating contaminated solids by removing radioactive cesium from contaminated solids such as soil and sludge contaminated with radioactive cesium, and introducing the contaminated solids into a container of a decontamination machine A charging step, a oxalic acid solution charging step for charging the oxalic acid solution into the container, a hydrothermal reaction condition setting step for sealing the container and setting the inside of the container under hydrothermal reaction conditions, and a hydrothermal reaction condition An elution step of eluting the radioactive cesium into the oxalic acid solution and a oxalic acid solution discharging step of discharging the oxalic acid solution from the container are sequentially performed.
また、本発明は、放射性セシウムにより汚染された土壌や汚泥などの汚染固体から放射性セシウムを除去して除染する汚染固体の除染装置であって、汚染固体及びシュウ酸溶液が投入される外殻と内殻を有する二重構造の容器を備えた除染機と、前記容器の外殻と内殻の間に水蒸気を注入して前記容器内を水熱反応条件下に設定する蒸気ボイラーと、を少なくとも備え、水熱反応条件下で前記シュウ酸溶液に前記放射性セシウムを溶出させ、前記容器から前記シュウ酸溶液を排出することで前記汚染固体の除染を行うことを特徴とする。 The present invention also relates to a decontamination apparatus for contaminated solids that removes radioactive cesium from decontaminated solids such as soil and sludge contaminated with radioactive cesium, and to which the contaminated solids and oxalic acid solution are introduced. A decontamination machine having a double-structure container having a shell and an inner shell, and a steam boiler for injecting steam between the outer shell and the inner shell of the container to set the interior of the container under hydrothermal reaction conditions The radioactive cesium is eluted in the oxalic acid solution under hydrothermal reaction conditions, and the contaminated solid is decontaminated by discharging the oxalic acid solution from the container.
本発明によれば、水熱反応条件下で汚染固体とシュウ酸を反応させることにより、高い除染率の実現が可能な汚染固体の除染方法及び除染装置を提供できる。 According to the present invention, it is possible to provide a decontamination method and a decontamination apparatus for contaminated solids that can achieve a high decontamination rate by reacting the contaminated solids with oxalic acid under hydrothermal reaction conditions.
以下、本発明の実施形態を図に基づいて詳細に述べる。図1は、本実施の形態に係る汚染固体の除染装置1のブロック図であり、図2は、除染機2の外観模式図であり、図3は、除染機2の容器31の一部を破断した断面模式図である。本実施形態は、放射性セシウムで汚染された土壌や汚泥などの汚染固体を除染する方法及び装置に関するものであり、水熱反応条件化で汚染固体とシュウ酸(HOOC?COOH)を混合し、放射性セシウムを除去することを特徴とする。以下、除染方法及び除染装置について詳しく述べる。なお、放射性セシウムで汚染された土壌や汚泥を汚染固体、除染後の固体を除染済み固体、土壌や汚泥のみを呼ぶときには単に固体と称す。
Hereinafter, embodiments of the present invention will be described in detail with reference to the drawings. FIG. 1 is a block diagram of a
図1に示すように、本実施形態における除染装置1は、除染機2と、廃液処理装置4と、蒸気ボイラー5と、電源装置6と、を備える。さらに、除染装置1は、シュウ酸タンク11、中和剤タンク12、過酸化水素水タンク13、灯油タンク14、回収シュウ酸タンク21、除染廃液タンク22、セシウム入廃液タンク23を備える。
As shown in FIG. 1, the
除染機2は、図2に示すように、容器31と、容器31を回動可能に保持する保持部41と、を有する。容器31は、上下が封止された円筒状、すなわち、中空の円柱形状であり、水熱反応の条件下に耐え得る耐熱、耐圧、耐食性に優れた構造とされている。容器31の構造は、図3に示すように、外殻32と内殻33からなる二重構造であり、外殻32と内殻33の間に所定の空間が形成され、この空間に蒸気ボイラー5から蒸気が注入される。この容器31には、図2に示したように、汚染固体を投入する固体投入口35や、シュウ酸溶液、水、中和剤などを投入する液体投入口37としての配管接続口、外殻32と内殻33との間に蒸気を注入する蒸気注入口38としての配管接続口、溶液を排出する図示しない排出口等が設けられている。蒸気注入口38は、外殻32と内殻33の間に連通している。容器31の大きさは、直径が約1700mm、高さが約2700mm、固体投入口35の直径が約600mmであり、液体投入口37は直径約25mmで配管が接続される。なお、この数値に限定されるものではない。
As shown in FIG. 2, the
保持部41は、下方に位置する台座45と、台座45から上方に立ち上がる1対の脚部46,46と、を備える。一対の脚部46,46と容器31は、軸棒48,48によって回動可能に連結されている。
The
図1に示した廃液処理装置4は、セシウムが溶け込んだ廃液を濃縮し、セシウム入廃液タンク23に濃縮したセシウム入りの廃液を排出する。蒸気ボイラー5は、灯油を原料として蒸気を生成し、容器31の外殻と内殻の間に高温の蒸気を送り込む。容器31の内部は、蒸気ボイラー5から外殻32と内殻33の間に蒸気が送り込まれることで高温高圧状態となり、後述する水熱反応条件下となる。電源装置6は、除染機2や廃液処理装置4、蒸気ボイラー5に電力を供給する。
The waste
なお、除染装置1は、除染機2、廃液処理装置4、蒸気ボイラー5、電源装置6からなる第一ユニットと、シュウ酸タンク11、中和剤タンク12、過酸化水素水タンク13、灯油タンク14、回収シュウ酸タンク21、除染廃液タンク22、セシウム入廃液タンク23からなる第二ユニットと、から構成されている。そして、除染装置1は、第一ユニットと第二ユニットを2台の車両に夫々配置することにより、移動可能な構成とされている。第一ユニットと第二ユニットを構成する装置やタンクの組合せはこれらに限定されるものではない。また、第一ユニット及び第二ユニットを一台の車両に載せる構成としてもよい。
The
次に、除染方法について図4のフローチャートを用いて述べる。
まず、汚染固体の放射線レベルを測定した後、汚染固体を除染機2の容器31に投入し(ステップ101:汚染固体投入工程)、さらに、放射性セシウムの溶離剤(除染剤)としてシュウ酸タンク11からシュウ酸溶液を容器31に投入する(ステップ103:シュウ酸溶液投入工程)。
Next, the decontamination method will be described using the flowchart of FIG.
First, after measuring the radiation level of the contaminated solid, the contaminated solid is charged into the
次に、容器31の蒸気注入口38と蒸気ボイラー5を耐熱性が高いチューブで接続し、高温の蒸気を外殻32と内殻33の間の空間に注入し、密封された容器31内を水熱反応条件下に設定する(ステップ105:水熱反応条件設定工程)。水熱反応とは、図5に示すように、高温(約100℃〜約250℃)、高圧(約1atm〜20atm(1atm=101.325kPa))の条件で液体と気体が入り交じった状態であり、加水分解能が増大し、温度・圧力による反応速度が増大し、水の溶媒としての物性が変化する状態をいう。
Next, the
水熱反応条件設定工程(ステップ105)の後、所定時間水熱反応条件下を維持し、シュウ酸溶液に放射性セシウムを溶出させる(ステップ107:溶出工程)。この溶出工程(ステップ107)では、容器31を回転させて汚染固体とシュウ酸溶液が充分に混ざり合うようにしてもよい。そして、溶出工程(ステップ107)の後、容器31内を約40℃まで放冷し、排出口から回収シュウ酸タンク21に放射性セシウムが溶出したシュウ酸溶液を排出する(ステップ109:シュウ酸溶液排出工程)。なお、シュウ酸溶液投入工程(ステップ103)からシュウ酸溶液排出工程(ステップ109)が除染処理である。
After the hydrothermal reaction condition setting step (step 105), the hydrothermal reaction condition is maintained for a predetermined time, and radioactive cesium is eluted in the oxalic acid solution (step 107: elution step). In this elution step (step 107), the
シュウ酸溶液排出工程(ステップ109)の後、除染済み固体の放射線レベルを測定し(ステップ111:放射線レベル測定工程)、除染率又は放射線レベルが基準値を超えているか否かを判定する(ステップ113:放射線レベル判定工程)。なお、放射線レベルとは、固体の放射能濃度であり、Bq/kgで表される。また、除染率とは、除染後の放射線レベルをA、除染前の放射線レベルをBとしたときに(B−A)/B×100で表される数値である。放射線レベル判定工程(ステップ113)における基準値としては、高い除染率である80%や90%、あるいは、国や地方の放射線レベルの基準を基準値とすることができる。例えば、一般環境に放出可能となる放射線セシウムのクリアランスレベルは、100Bq/kgであり、この数値を放射線レベル判定処理(ステップ113)の基準値とすることができる。なお、これらの数値に限定されるものではない。 After the oxalic acid solution discharging step (step 109), the radiation level of the decontaminated solid is measured (step 111: radiation level measuring step), and it is determined whether the decontamination rate or the radiation level exceeds a reference value. (Step 113: radiation level determination step). The radiation level is the solid radioactive concentration and is expressed in Bq / kg. The decontamination rate is a numerical value represented by (B−A) / B × 100, where A is the radiation level after decontamination and B is the radiation level before decontamination. As a reference value in the radiation level determination step (step 113), a high decontamination rate of 80% or 90%, or a national or local radiation level reference can be used as the reference value. For example, the clearance level of radiation cesium that can be released into the general environment is 100 Bq / kg, and this value can be used as a reference value for the radiation level determination process (step 113). Note that the present invention is not limited to these numerical values.
放射線レベル判定工程(ステップ113)で基準を満たしており充分に除染されている場合、容器31内に塩基性の水溶液を中和剤として投入し(ステップ114:中和剤投入工程)、容器31内の固体の洗浄及び中和を行う(ステップ115:中和工程)。中和工程(ステップ115)の後、容器31の排出口から水溶液を除染廃液タンク22に排出する(ステップ117:中和剤排出工程)。なお、中和剤としては、例えば水酸化ナトリウム溶液が挙げられる。そして、最後に、容器31内に残った除染済み固体を排出し、土壌として再利用する(ステップ119:固体再利用工程)。
In the case where the radiation level determination process (step 113) satisfies the standard and is sufficiently decontaminated, a basic aqueous solution is charged into the
放射線レベル判定工程(ステップ113)で基準を満たしおらず充分に除染されていない場合、除染処理(シュウ酸溶液投入工程(ステップ103)からシュウ酸溶液排出工程(ステップ109)まで)を基準を満たすまで繰り返す。 When the radiation level determination process (step 113) does not satisfy the standard and is not sufficiently decontaminated, the decontamination process (from the oxalic acid solution charging process (step 103) to the oxalic acid solution discharging process (step 109)) is a standard. Repeat until
シュウ酸溶液排出工程(ステップ109)において回収シュウ酸タンク21に排出されたシュウ酸溶液は、シュウ酸溶液投入工程(ステップ103)におけるシュウ酸溶液として再利用する(ステップ121:シュウ酸溶液再利用工程)。なお、シュウ酸溶液に溶出する放射性セシウムの量はシュウ酸溶液の量に対して微量であるため、そのまま再利用しても十分に溶離剤としての効能を有している。
The oxalic acid solution discharged to the recovered
溶離剤として十分に使用した後のシュウ酸溶液は、過酸化水素水を混入させることにより水と二酸化炭素に分解し、二酸化炭素はそのまま大気中に放出し、放射性セシウムが溶け込んだ水は廃液処理装置4で濃縮した後、保管する。なお、シュウ酸溶液排出工程(ステップ109)において回収シュウ酸タンク21に排出されたシュウ酸溶液は、遠心分離器で固液分離し、分離後のシュウ酸溶液のみ再利用するものとしてもよい。
The oxalic acid solution after sufficiently used as an eluent is decomposed into water and carbon dioxide by mixing hydrogen peroxide water, carbon dioxide is released into the atmosphere as it is, and water in which radioactive cesium is dissolved is treated as a waste liquid. After concentrating with the
廃液処理装置4では、廃液処理が実行される(ステップ131:廃液処理工程)。廃液処理工程(ステップ131)では廃液を濃縮する作業を行う。濃縮された放射性セシウムが溶け込んだ溶液は保管する。廃液の濃縮方法としては、廃液処理装置4で濃縮するとしているもこれに限らず、容器31内に廃液を投入して容器31内を高温高圧状態とし、加熱・濃縮するものとしてもよい。
In the waste
このように本実施形態の除染方法では、汚染固体とシュウ酸溶液を水熱反応条件下で混ぜ合わせることにより、通常反応状態(図5参照)で反応させるよりも放射線セシウムの溶出率が上がるため、高い除染効果が得られる。 As described above, in the decontamination method of the present embodiment, by mixing the contaminated solid and the oxalic acid solution under the hydrothermal reaction conditions, the elution rate of radiation cesium is higher than that in the normal reaction state (see FIG. 5). Therefore, a high decontamination effect can be obtained.
図6は、シュウ酸濃度が2.0mol/L、処理温度が140℃、圧力が353kPa、処理時間が0.5時間とした場合における、汚染固体とシュウ酸溶液の質量比が1:2、1:3、1:5での除染率を示す図である。図6に示すように、汚染固体とシュウ酸溶液の質量比が1:2と1:3での除染率には大きな変化が見られないことがわかる。また、汚染固体とシュウ酸溶液の質量比が1:3と1:5では、1:5の除染率が高くなることがわかる。よって、除染率を高くするためにはシュウ酸溶液の量を増やすことが考えられるが、シュウ酸溶液の量を増やすと、コストの増大、容器31の大型化などの問題が生じる。よって、上記汚染固体投入工程(ステップ101)とシュウ酸溶液投入工程(ステップ103)における汚染固体とシュウ酸溶液の質量比(固液比)は、1:2とするのが好適である。なお、この数値に限定されるものではない。
FIG. 6 shows that the mass ratio of the contaminated solid to the oxalic acid solution is 1: 2, when the oxalic acid concentration is 2.0 mol / L, the treatment temperature is 140 ° C., the pressure is 353 kPa, and the treatment time is 0.5 hours. It is a figure which shows the decontamination rate in 1: 3 and 1: 5. As shown in FIG. 6, it can be seen that there is no significant change in the decontamination rate when the mass ratio of the contaminated solid and the oxalic acid solution is 1: 2 and 1: 3. It can also be seen that the decontamination rate of 1: 5 is high when the mass ratio of the contaminated solid to the oxalic acid solution is 1: 3 and 1: 5. Therefore, it is conceivable to increase the amount of the oxalic acid solution in order to increase the decontamination rate. However, when the amount of the oxalic acid solution is increased, problems such as an increase in cost and an increase in the size of the
図7は、処理温度140℃、処理時間が1時間、固液比(汚染固体とシュウ酸溶液の質量比)が1:5、圧力が353kPaとした場合における、シュウ酸溶液の濃度が1mol/L、2mol/L、3mol/Lでの除染率を示す図である。図7に示すように、シュウ酸溶液の濃度が1mol/Lと2mol/Lの場合では、2mol/Lのシュウ酸溶液の方が除染率が高くなり、除染率に大きな変化が現れていることがわかる。一方、2mol/Lと3mol/Lとでは、僅かに3mol/Lの方が除染率が高くなったものの大きな変化は見られないことがわかる。よって、シュウ酸溶液投入工程(ステップ103)で投入するシュウ酸溶液の濃度は、シュウ酸の使用量と効能のバランスから2mol/Lとするのが好適である。なお、この数値に限定されるものではない。 FIG. 7 shows that the concentration of the oxalic acid solution is 1 mol / wt when the treatment temperature is 140 ° C., the treatment time is 1 hour, the solid-liquid ratio (mass ratio of the contaminated solid and the oxalic acid solution) is 1: 5, and the pressure is 353 kPa. It is a figure which shows the decontamination rate in L, 2 mol / L, and 3 mol / L. As shown in FIG. 7, when the concentration of the oxalic acid solution is 1 mol / L and 2 mol / L, the decontamination rate is higher in the 2 mol / L oxalic acid solution, and a large change appears in the decontamination rate. I understand that. On the other hand, it can be seen that between 2 mol / L and 3 mol / L, the decontamination rate was slightly higher at 3 mol / L, but no significant change was observed. Therefore, the concentration of the oxalic acid solution to be added in the oxalic acid solution charging step (step 103) is preferably 2 mol / L from the balance between the amount of oxalic acid used and the effect. Note that the present invention is not limited to this value.
図8は、シュウ酸濃度が2.0mol/L、処理時間が1時間、固液比が1:5、圧力が353kPa(各温度での飽和蒸気圧)とした場合における、容器31内の温度が90℃、120℃、140℃での除染率を示す図である。図8に示すように、90℃、120℃では除染率が90%未満であるが、140℃では90%を超えていることがわかる。よって、水熱反応条件設定工程(ステップ105)では、140℃以上に設定するのが好適である。なお、水熱反応条件設定工程(ステップ105)における圧力は、高い方が反応としてはよいものの圧力を高くし過ぎると容器31の耐圧性を高めるコストが増大する、また、容器31の重量が増えるといった問題が生じる。よって、圧力は、353kPa(3.48atm、約3.5気圧)程度とするのが好適である。当然のことながら、軽く、耐圧性も高く、コストも抑えられ、水熱反応条件に耐え得る部材があればさらに圧力を高くしてもよく、上記数値に限定されるものではない。
FIG. 8 shows the temperature in the
図9は、シュウ酸濃度が2.0mol/L、処理時間温度が140℃、圧力が353kPa、固液比が1:5、とした場合における、処理時間が0.5時間、1時間、2時間での除染率を示す図である。図9に示すように、処理時間0.5時間と1時間では除染率に大きな変化がなく、2時間では僅かに高くなっていることがわかる。よって、時間効率から考えると、溶出工程(ステップ107)における水熱反応条件下を維持する時間(処理時間)は、0.5時間とするのが好適である。時間効率を考えない場合は当然のことながら長時間反応させる方が除染率も上がるため、上記数値に限定するものではない。 FIG. 9 shows the treatment time of 0.5 hour, 1 hour, 2 when the oxalic acid concentration is 2.0 mol / L, the treatment time temperature is 140 ° C., the pressure is 353 kPa, and the solid-liquid ratio is 1: 5. It is a figure which shows the decontamination rate in time. As shown in FIG. 9, it can be seen that there is no significant change in the decontamination rate at the treatment time of 0.5 hour and 1 hour, and it is slightly higher at 2 hours. Therefore, from the viewpoint of time efficiency, it is preferable that the time (treatment time) for maintaining the hydrothermal reaction condition in the elution step (step 107) is 0.5 hour. When time efficiency is not considered, it is a matter of course that the decontamination rate increases when the reaction is performed for a long time, and therefore, the present invention is not limited to the above values.
次に、本実施形態における除染方法を用いて除染を行った効果について述べる。図10は、シュウ酸濃度が2mol/L、処理温度が140℃、圧力が353kPa、処理時間が0.5時間、固液比が1:2、処理工程が1回の場合における、様々な種類の土壌の除染率を示す図である。図10に示すように、除染率は、校庭土壌1で91.6%、校庭土壌2で78.5%、校庭土壌3で52.0%、農地土壌1で73.6%、農地土壌2で55.7%、農地土壌3で64.7%であり、土壌の種類によって除染率が大きく変化することがわかる。一方で1回の処理工程で除染率が90%を超える効果が得られる場合もあることがわかる。
Next, the effect of decontamination using the decontamination method in this embodiment will be described. FIG. 10 shows various types when the oxalic acid concentration is 2 mol / L, the processing temperature is 140 ° C., the pressure is 353 kPa, the processing time is 0.5 hours, the solid-liquid ratio is 1: 2, and the processing step is one time. It is a figure which shows the decontamination rate of soil. As shown in FIG. 10, the decontamination rates are 91.6% for
図11は、図10において最も除染率が低かった校庭土壌3に除染処理を複数回実施した場合の除染率を示す図である。図11に示すように、除染率は、処理ステップ1回で51.7%、2回で86.0%、処理工程3回で99.7%となった。すなわち、最も除染率が低い土壌であっても、処理工程を3回繰り返すことにより非常に高い除染効果が得られる。
FIG. 11 is a diagram showing the decontamination rate when the decontamination process is performed a plurality of times on the
図12は、処理温度が140℃、圧力が353kPa、処理時間が1時間、固液比が1:5、試験土壌(試験固体)が校庭土壌1の場合における、放射性セシウムの溶離剤として様々な溶離剤を用いた除染率を示す図である。図12に示すように、除染率は、シュウ酸1.0mol/Lが82.6%、シュウ酸2.0mol/Lが96.0%、シュウ酸3.0mol/Lが95.2%と非常に高い数値を示すことがわかる。一方、シュウ酸アンモニウム0.1mol/Lが9.8%、ギ酸1mol/Lが2.2%、ギ酸2mol/Lが3.2%、ギ酸3mol/Lが4.1%、硝酸カリウム0.01mol/Lが0.9%、硝酸カリウム0.1mol/Lが6.2%、硝酸カリウム1.0mol/Lが10.2%、硝酸アンモニウム0.01mol/Lが1.6%、硝酸アンモニウム0.1mol/Lが6.1%、硝酸アンモニウム1mol/Lが10.3%と非常に除染率が低くなった。よって、放射性セシウムの溶離剤としてはシュウ酸が最も好適であることがわかる。
FIG. 12 shows various eluents of radioactive cesium when the treatment temperature is 140 ° C., the pressure is 353 kPa, the treatment time is 1 hour, the solid-liquid ratio is 1: 5, and the test soil (test solid) is
このように、本実施形態の汚染固体の除染方法では、除染機2の容器31に汚染固体とシュウ酸溶液を投入し、水熱反応条件下で反応させることにより、高い除染効果を提供できることとなる。
As described above, in the contaminated solid decontamination method of this embodiment, the contaminated solid and the oxalic acid solution are put into the
また、除染処理の後、容器31内の除染済み固体に中和剤を投入して中和させることにより、固体が酸性を帯びることを防止でき、除染終了後に直ちに再利用できる固体(土壌)を提供できることとなる。
In addition, after the decontamination treatment, the neutralized solid is added to the decontaminated solid in the
さらに、除染処理を複数回繰り返すことにより、1回の除染処理では除染しきれないような汚染固体に対しても高い除染効果を提供できることとなる。 Furthermore, by repeating the decontamination process a plurality of times, a high decontamination effect can be provided even for contaminated solids that cannot be decontaminated by a single decontamination process.
そして、除染処理後に放射線レベルを測定し、測定値に合わせて除染処理を繰り返すか、中和処理に移るかを決定することにより、除染効果が高い土壌では除染時間の短縮が図れると共に、除染の効果が低い土壌では除染処理を繰り返すことで高い除染効果が得られる。 And by measuring the radiation level after the decontamination treatment and deciding whether to repeat the decontamination treatment according to the measured value or to shift to the neutralization treatment, the decontamination time can be shortened in the soil having a high decontamination effect. At the same time, a high decontamination effect can be obtained by repeating the decontamination process in the soil having a low decontamination effect.
また、本実施形態の除染方法で使用したシュウ酸溶液を再利用することにより、シュウ酸の使用量を減らすことができるため、除染にかかるコストを削減することができる。 Further, by reusing the oxalic acid solution used in the decontamination method of the present embodiment, the amount of oxalic acid used can be reduced, so that the cost for decontamination can be reduced.
また、シュウ酸溶液として濃度が2mol/Lのシュウ酸溶液を使用することにより、図7に示したように、シュウ酸の使用量を少なく抑えつつ、高い除染効果を得られることとなる。 Further, by using an oxalic acid solution having a concentration of 2 mol / L as the oxalic acid solution, a high decontamination effect can be obtained while suppressing the amount of oxalic acid used as shown in FIG.
さらに、水熱反応条件設定工程(ステップ105)において、140℃、353kPa(3.6kgf/cm2)に設定することにより、図8に示したように、水熱反応条件下による高い除染効果が得られると共に、容器31の耐圧性は低くても(上記圧力に耐えうる程度)よくなるため、容器31の重量を低く抑えられ、且つ容器31にかかるコストも削減できることとなる。
Further, in the hydrothermal reaction condition setting step (step 105), by setting the temperature to 140 ° C. and 353 kPa (3.6 kgf / cm 2), as shown in FIG. In addition to being obtained, the pressure resistance of the
また、シュウ酸溶液投入工程(ステップ103)で容器31に投入するシュウ酸溶液の量を汚染固体の質量の2倍の質量(固液比が1:2)とすることにより、図6に示したように、高い除染効果を維持しつつシュウ酸の使用量を削減できる。
Further, by setting the amount of the oxalic acid solution charged into the
そして、除染装置1が、容器31を備えた除染機2と、蒸気ボイラー5と、を少なくとも備えることにより、容器31内を水熱反応条件下に設定することができるため、高い除染効果が得られる除染装置1を提供できることとなる。
Since the
また、除染装置1を車両などで移動可能とすることにより、汚染固体の回収、除染、除染済みの固体の再利用が、汚染固体を回収する場所で行えるため、汚染固体の運送などが必要なくなり、汚染固体の運送によるさらなる放射線セシウムの拡散を防止でき、運送費も削減できることとなる。
In addition, by making the
なお、上述したフローでは、シュウ酸溶液の排出や中和剤の排出について容器31から排出するとのみ述べているが、遠心分離機を別途備え、当該遠心分離機で固液を分離させるものとしてもよい。遠心分離機を使用して固体とシュウ酸溶液、又は、固体と中和剤を分離することで、これらの作業にかかる時間を短縮でき、また、固体に残るシュウ酸溶液や中和剤の量を減らすことができる。
In the above-described flow, the discharge of the oxalic acid solution and the neutralizing agent is only described as being discharged from the
また、上述したフローでは、放射線レベル測定工程(ステップ111)及び放射線レベル判定工程(ステップ113)を実行し、放射線レベルに合わせて除染作業を繰り返しているが、図11に示したように、1回の除染作業で最も除染率が低かった土壌においても3回の除染作業で非常に高い除染率を達成できたため、除染作業の回数を予め3回と設定してもよい。 In the above-described flow, the radiation level measurement process (step 111) and the radiation level determination process (step 113) are executed, and the decontamination work is repeated according to the radiation level, but as shown in FIG. Even in soil where the decontamination rate was the lowest in one decontamination operation, a very high decontamination rate was achieved in the three decontamination operations, so the number of decontamination operations may be set to 3 in advance. .
さらに、これまでの除染方法では手作業での除染を述べたが、全てを自動化することも可能である。すなわち、上記フローで述べた除染作業のプログラムが記憶された記憶媒体と、CPUなどの演算装置と、を備えた制御装置を追加することにより、全ての除染作業を自動化できる。 Furthermore, although manual decontamination has been described in the conventional decontamination methods, all can be automated. That is, all the decontamination operations can be automated by adding a control device including a storage medium storing the decontamination operation program described in the above flow and an arithmetic device such as a CPU.
そして、本発明は、以上の実施形態に限定されるものではなく、発明の要旨を変更しない限り、あらゆる変更が可能となる。また、これまで述べた数値等は、実験上最適な数値を述べたにすぎず、数値に限定されることを意味するものではない。除染に使用する各種装置の材質や除染作業を実施する環境などによって最適な数値は変化する可能性がある。 And this invention is not limited to the above embodiment, All changes are possible unless the summary of invention is changed. In addition, the numerical values described so far are only the optimal numerical values in the experiment, and are not meant to be limited to the numerical values. The optimum numerical value may vary depending on the materials of various devices used for decontamination and the environment where decontamination work is performed.
1 除染装置
2 除染機
4 廃液処理装置
5 蒸気ボイラー
6 電源装置
11 シュウ酸タンク
12 中和剤タンク
13 過酸化水素水タンク
14 灯油タンク
21 回収シュウ酸タンク
22 除染廃液タンク
23 セシウム入廃液タンク
31 容器
32 外殻
33 内殻
35 固体投入口
37 液体投入口
38 蒸気注入口
41 保持部
45 台座
46 脚部
48 軸棒
DESCRIPTION OF
Claims (10)
除染機の容器に汚染固体を投入する汚染固体投入工程と、
前記容器にシュウ酸溶液を投入するシュウ酸溶液投入工程と、
前記容器を密封し、前記容器内を水熱反応条件下に設定する水熱反応条件設定工程と、
水熱反応条件下で前記シュウ酸溶液に前記放射性セシウムを溶出させる溶出工程と、
前記容器から前記シュウ酸溶液を排出するシュウ酸溶液排出工程と、
を順に行うことを特徴とする汚染固体の除染方法。 A decontamination method for contaminated solids by removing radioactive cesium from contaminated solids such as soil and sludge contaminated with radioactive cesium,
A contaminated solid charging process for charging the contaminated solid into a decontamination container;
An oxalic acid solution charging step of charging the oxalic acid solution into the container;
Hydrothermal reaction condition setting step of sealing the container and setting the inside of the container under hydrothermal reaction conditions;
An elution step of eluting the radioactive cesium into the oxalic acid solution under hydrothermal reaction conditions;
An oxalic acid solution discharging step of discharging the oxalic acid solution from the container;
A method for decontaminating contaminated solids characterized in that
前記容器に中和剤を投入する中和剤投入工程と、
前記容器から前記中和剤を排出する中和剤排出工程と、
を行うことを特徴とする請求項1に記載の汚染固体の除染方法。 After the oxalic acid solution discharging step,
A neutralizing agent charging step of charging a neutralizing agent into the container;
A neutralizing agent discharging step of discharging the neutralizing agent from the container;
The method for decontaminating contaminated solid according to claim 1, wherein:
前記シュウ酸溶液投入工程と、前記水熱反応条件設定工程と、前記溶出工程と、前記シュウ酸溶液排出工程と、を複数回実施することを特徴とする請求項2に記載の汚染固体の除染方法。 Before the neutralizing agent charging step,
3. The removal of contaminated solid according to claim 2, wherein the oxalic acid solution charging step, the hydrothermal reaction condition setting step, the elution step, and the oxalic acid solution discharging step are performed a plurality of times. Dyeing method.
前記容器内の固体の放射線レベルを測定し、前記放射線レベルが基準値以下となっているか否かを判定する放射線レベル判定工程を行い、
前記放射線レベル判定工程で基準値以下になっていると判定した場合には、前記中和剤投入工程を行い、
前記放射線レベル判定工程で基準値以下になっていないと判定した場合には、前記シュウ酸溶液投入工程と、前記水熱反応条件設定工程と、前記溶出工程と、前記シュウ酸溶液排出工程と、を行うことを特徴とする請求項2又は請求項3に記載の汚染固体の除染方法。 After the oxalic acid solution discharging step,
Measuring the radiation level of the solid in the container, and performing a radiation level determination step to determine whether the radiation level is below a reference value;
When it is determined that the radiation level is determined to be below the reference value in the radiation level determination step, the neutralizing agent charging step is performed,
When it is determined that the radiation level determination step is not below the reference value, the oxalic acid solution charging step, the hydrothermal reaction condition setting step, the elution step, the oxalic acid solution discharging step, 4. The method for decontaminating contaminated solids according to claim 2 or claim 3, wherein:
汚染固体及びシュウ酸溶液が投入される容器を備えた除染機と、
前記容器に水蒸気を注入して前記容器内を水熱反応条件下に設定する蒸気ボイラーと、を少なくとも備え、
水熱反応条件下で前記シュウ酸溶液に前記放射性セシウムを溶出させ、前記容器から前記シュウ酸溶液を排出することで前記汚染固体の除染を行うことを特徴とする汚染固体の除染装置。 A decontamination device for contaminated solids that removes radioactive cesium from decontaminated solids such as soil and sludge contaminated with radioactive cesium,
A decontamination machine comprising a container into which contaminated solids and an oxalic acid solution are charged;
A steam boiler that injects steam into the container and sets the inside of the container under hydrothermal reaction conditions,
A decontamination apparatus for contaminated solids, wherein the radioactive cesium is eluted in the oxalic acid solution under hydrothermal reaction conditions, and the contaminated solid is decontaminated by discharging the oxalic acid solution from the container.
The decontamination apparatus for contaminated solids according to claim 9, wherein the apparatus is movable by a vehicle or the like.
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