JP2925413B2 - 放射性廃液の処理方法 - Google Patents
放射性廃液の処理方法Info
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Description
【０００１】
【産業上の利用分野】本発明は、原子力プラントの系統
除染処理に伴って発生する放射性廃液、ないしは該放射
性廃液の処理に使用した使用済イオン交換樹脂の溶離処
理過程で発生する溶離液を対象として減容，固化する放
射性廃液の処理方法に関する。
除染処理に伴って発生する放射性廃液、ないしは該放射
性廃液の処理に使用した使用済イオン交換樹脂の溶離処
理過程で発生する溶離液を対象として減容，固化する放
射性廃液の処理方法に関する。
【０００２】
【従来の技術】原子力プラントから発生する放射性廃液
には、廃液中の放射性核種が金属錯塩の形態で含まれて
いる場合が多い。例えばプラント系統の除染処理廃液に
は、除染時に使用する除染剤の成分としてＥＤＴＡ（エ
チレンジアミン四酢酸）などに代表されるキレート剤，
クエン酸，シュウ酸などを中心とする有機酸，無機酸、
還元剤、その他の腐蝕防止剤などが含まれており、この
ような放射性廃液は処理対象となるコバルト，マンガ
ン，鉄などの放射性核種（金属成分：Ｍ）がキレート剤
（Ｙn-）と錯体化して金属錯塩（例えばＭ−Ｙ2-）を形
成している。
には、廃液中の放射性核種が金属錯塩の形態で含まれて
いる場合が多い。例えばプラント系統の除染処理廃液に
は、除染時に使用する除染剤の成分としてＥＤＴＡ（エ
チレンジアミン四酢酸）などに代表されるキレート剤，
クエン酸，シュウ酸などを中心とする有機酸，無機酸、
還元剤、その他の腐蝕防止剤などが含まれており、この
ような放射性廃液は処理対象となるコバルト，マンガ
ン，鉄などの放射性核種（金属成分：Ｍ）がキレート剤
（Ｙn-）と錯体化して金属錯塩（例えばＭ−Ｙ2-）を形
成している。
【０００３】かかる放射性廃液の処理方法として、共沈
処理法，凝集沈澱法，蒸発濃縮法，逆浸透膜フィルタ法
などとして知られている処理方法で核種がイオン，金属
錯塩の形態で混在している放射性廃液を濃縮処理した
後、濃縮液をセメント固化法などにより固化処理した上
で放射性固体廃棄物としてプラント敷地内に貯蔵し、一
方では濃縮処理で生じた上澄液（低放射能レベルの処理
液）については、固化処理して低放射能レベルの廃棄物
として処分するか、あるいは周囲環境に影響を及ぼすこ
とのないように化学処理により放射性物質を除いた後に
河川などに放出する処理方法が従来より実施されてい
る。
処理法，凝集沈澱法，蒸発濃縮法，逆浸透膜フィルタ法
などとして知られている処理方法で核種がイオン，金属
錯塩の形態で混在している放射性廃液を濃縮処理した
後、濃縮液をセメント固化法などにより固化処理した上
で放射性固体廃棄物としてプラント敷地内に貯蔵し、一
方では濃縮処理で生じた上澄液（低放射能レベルの処理
液）については、固化処理して低放射能レベルの廃棄物
として処分するか、あるいは周囲環境に影響を及ぼすこ
とのないように化学処理により放射性物質を除いた後に
河川などに放出する処理方法が従来より実施されてい
る。
【０００４】また、上記の除染処理廃液の処理に、陽イ
オン交換樹脂, 陰イオン交換樹脂を混床式として使用す
るイオン交換法により放射性核種をイオン交換樹脂に吸
着させて分離処理する方法も広く採用されている。な
お、陰イオン交換樹脂は中長半減期の放射性核種は含ま
ず、その放射能レベルも低いのでそのまま低放射能廃棄
物としての処分も可能であるのに対し、陽イオン交換樹
脂は放射能レベルが高い中長半減期の放射性核種（例え
ばＣｏ−６０などの陽イオン核種成分）を含んでいる。
そして、放射性廃液の処理系で使用したイオン交換樹脂
は使用済み後に二次廃棄物となって多量に発生する。し
かも、前記のような放射性廃液の処理に使用した使用済
イオン交換樹脂、特に陽イオン交換樹脂は前記のように
放射能濃度が高いことから、放射性廃棄物として長期間
保管するには無機体に転換して安定した形態に変えると
ともに、可能な限り減容化することが求められている。
また、そのための処理方法として次記のような方法が従
来より知られている。
オン交換樹脂, 陰イオン交換樹脂を混床式として使用す
るイオン交換法により放射性核種をイオン交換樹脂に吸
着させて分離処理する方法も広く採用されている。な
お、陰イオン交換樹脂は中長半減期の放射性核種は含ま
ず、その放射能レベルも低いのでそのまま低放射能廃棄
物としての処分も可能であるのに対し、陽イオン交換樹
脂は放射能レベルが高い中長半減期の放射性核種（例え
ばＣｏ−６０などの陽イオン核種成分）を含んでいる。
そして、放射性廃液の処理系で使用したイオン交換樹脂
は使用済み後に二次廃棄物となって多量に発生する。し
かも、前記のような放射性廃液の処理に使用した使用済
イオン交換樹脂、特に陽イオン交換樹脂は前記のように
放射能濃度が高いことから、放射性廃棄物として長期間
保管するには無機体に転換して安定した形態に変えると
ともに、可能な限り減容化することが求められている。
また、そのための処理方法として次記のような方法が従
来より知られている。
【０００５】（１）放射性廃樹脂を直接セメント，アス
ファルト，プラスチックなどの固化材で固化し、高放射
能の固形廃棄物としてサイト内に貯蔵, 保管する。 （２）放射性廃樹脂を直接焼却法，熱分解法，湿式酸化
分解法などにより処理して減容化させる。 （３）溶離剤を用いて廃樹脂から放射性核種を溶離処理
した後に、低放射能化した樹脂を例えば焼却処理して無
機化し、一方の放射性核種を含む溶離液は中和処理後に
逆浸透膜フィルタ法，蒸発濃縮法などの濃縮処理した上
で、その濃縮液をセメントなどの無機体に封じ込めて固
形化する。
ファルト，プラスチックなどの固化材で固化し、高放射
能の固形廃棄物としてサイト内に貯蔵, 保管する。 （２）放射性廃樹脂を直接焼却法，熱分解法，湿式酸化
分解法などにより処理して減容化させる。 （３）溶離剤を用いて廃樹脂から放射性核種を溶離処理
した後に、低放射能化した樹脂を例えば焼却処理して無
機化し、一方の放射性核種を含む溶離液は中和処理後に
逆浸透膜フィルタ法，蒸発濃縮法などの濃縮処理した上
で、その濃縮液をセメントなどの無機体に封じ込めて固
形化する。
【０００６】
【発明が解決しようとする課題】ところで、前述した従
来の放射性廃液の処理方法では次記のような問題点があ
る。すなわち、共沈処理法，凝集処理法はキレート剤を
含まない廃液では有効な方法であるが、キレート剤の混
在する廃液では放射性核種がキレート剤と結合して強固
な金属錯塩を形成し、これが共沈作用，凝集作用を阻害
する。そのために、共沈処理法，凝集処理法を有効に機
能させるには、処理過程で放射性核種とキレート剤との
結合を解く処理工程が必要となるが、この手段として従
来実施されているイオン交換法では除染剤の成分によっ
ては処理が困難な場合がある他にイオン交換樹脂の使用
量が多く、しかも使用済みのイオン交換樹脂は二次廃棄
物として多量に排出されるために放射性廃棄物の処理，
貯蔵管理が厄介である。
来の放射性廃液の処理方法では次記のような問題点があ
る。すなわち、共沈処理法，凝集処理法はキレート剤を
含まない廃液では有効な方法であるが、キレート剤の混
在する廃液では放射性核種がキレート剤と結合して強固
な金属錯塩を形成し、これが共沈作用，凝集作用を阻害
する。そのために、共沈処理法，凝集処理法を有効に機
能させるには、処理過程で放射性核種とキレート剤との
結合を解く処理工程が必要となるが、この手段として従
来実施されているイオン交換法では除染剤の成分によっ
ては処理が困難な場合がある他にイオン交換樹脂の使用
量が多く、しかも使用済みのイオン交換樹脂は二次廃棄
物として多量に排出されるために放射性廃棄物の処理，
貯蔵管理が厄介である。
【０００７】また、蒸発濃縮法，逆浸透膜フィルタ法な
どの処理方法では、放射性核種を金属錯塩の形態（例え
ばＭ−Ｙ2-）のまま濃縮処理することが基本的に可能で
あるが、高放射能レベルの放射性廃液を処理する場合に
は以下に示すような難点がある。すなわち、一般に蒸発
濃縮法，逆浸透膜フィルタ法では、前処理としてｐＨ調
整による中和処理が必要であることから、放射性廃液を
濃縮処理すると濃縮液中には中和処理によって発生する
硫酸ナトリウム，硝酸ナトリウムが多量に含まれること
になり、しかもこれら成分は最終的にそのまま廃棄固化
体に移行して残存するために廃棄固化体の減容化が困難
である。また、蒸発濃縮法，逆浸透膜フィルタ法で処理
した濃縮液を最終的にセメント，アスファルト，プラス
チックなどで固化したとしても、放射性廃棄物固化体に
は処分の安全性に影響を与えるキレート剤が含まれたま
まとなる。（注：米国では放射性廃棄物処分場の受け入
れ条件として、廃棄物中に含まれるキレート剤の許容量
を規定している）なお、固化体を形成する前に放射性核
種とキレート剤が錯体化している濃縮液からキレート成
分を分離除去する方法として燃焼法，高温分解法などの
適用が考えられるが、放射能レベルだ高い濃縮液では燃
焼，熱分解排ガス中にキレート成分に同伴して高レベル
の放射能が排出するために、排ガス処理装置には大きな
放射能除去処理能力が要求され、そのために設備が複
雑，大型化する。しかも、燃焼，熱分解後でも、キレー
ト剤などの有機成分は残渣して残るほか、中和処理によ
って発生する硫酸ナトリウム，硝酸ナトリウムなども分
解残渣も固化体中に残存するために、放射性廃棄物を十
分に減容できない。
どの処理方法では、放射性核種を金属錯塩の形態（例え
ばＭ−Ｙ2-）のまま濃縮処理することが基本的に可能で
あるが、高放射能レベルの放射性廃液を処理する場合に
は以下に示すような難点がある。すなわち、一般に蒸発
濃縮法，逆浸透膜フィルタ法では、前処理としてｐＨ調
整による中和処理が必要であることから、放射性廃液を
濃縮処理すると濃縮液中には中和処理によって発生する
硫酸ナトリウム，硝酸ナトリウムが多量に含まれること
になり、しかもこれら成分は最終的にそのまま廃棄固化
体に移行して残存するために廃棄固化体の減容化が困難
である。また、蒸発濃縮法，逆浸透膜フィルタ法で処理
した濃縮液を最終的にセメント，アスファルト，プラス
チックなどで固化したとしても、放射性廃棄物固化体に
は処分の安全性に影響を与えるキレート剤が含まれたま
まとなる。（注：米国では放射性廃棄物処分場の受け入
れ条件として、廃棄物中に含まれるキレート剤の許容量
を規定している）なお、固化体を形成する前に放射性核
種とキレート剤が錯体化している濃縮液からキレート成
分を分離除去する方法として燃焼法，高温分解法などの
適用が考えられるが、放射能レベルだ高い濃縮液では燃
焼，熱分解排ガス中にキレート成分に同伴して高レベル
の放射能が排出するために、排ガス処理装置には大きな
放射能除去処理能力が要求され、そのために設備が複
雑，大型化する。しかも、燃焼，熱分解後でも、キレー
ト剤などの有機成分は残渣して残るほか、中和処理によ
って発生する硫酸ナトリウム，硝酸ナトリウムなども分
解残渣も固化体中に残存するために、放射性廃棄物を十
分に減容できない。
【０００８】また、先記した廃樹脂処理方法で高放射能
レベルの使用済イオン交換樹脂を処理する場合に、従来
の処理方法では次記のような問題点が残る。すなわち、
放射性廃樹脂を直接セメントなどで固形化する方法で
は、廃樹脂が減容されないので固化体発生量が膨大とな
り、その保管管理が厄介であるほか、廃樹脂が有機体で
あるために長期間保管する上での安定性の確保に懸念が
ある。
レベルの使用済イオン交換樹脂を処理する場合に、従来
の処理方法では次記のような問題点が残る。すなわち、
放射性廃樹脂を直接セメントなどで固形化する方法で
は、廃樹脂が減容されないので固化体発生量が膨大とな
り、その保管管理が厄介であるほか、廃樹脂が有機体で
あるために長期間保管する上での安定性の確保に懸念が
ある。
【０００９】また、放射性廃樹脂を直接焼却により減容
させる処理方法では、焼却に伴う排ガス，炉内の放射性
濃度が増大し、排ガス処理系が複雑，大型化するほか、
焼却残渣の取扱いが厄介で、かつ残渣の発生量も廃樹脂
の性状，焼却条件によっては必ずしも期待した減容効果
が得られない。また、熱分解法，湿式酸化分解法におい
ても、焼却法と同様に多量の分解残渣が発生する。
させる処理方法では、焼却に伴う排ガス，炉内の放射性
濃度が増大し、排ガス処理系が複雑，大型化するほか、
焼却残渣の取扱いが厄介で、かつ残渣の発生量も廃樹脂
の性状，焼却条件によっては必ずしも期待した減容効果
が得られない。また、熱分解法，湿式酸化分解法におい
ても、焼却法と同様に多量の分解残渣が発生する。
【００１０】さらに、溶離剤を用いて廃樹脂から放射性
核種を溶離して廃樹脂を低放射能化する方法は、溶離後
の廃樹脂が低放射能廃棄物として処分可能となるので、
前記の処理方法に比べて高放射能廃棄物の発生量を大幅
に減容できる利点があるものの、廃樹脂から分離した溶
離液を逆浸透膜フィルタ法，蒸発濃縮法などで濃縮処理
すると、溶離処理，中和処理（ｐＨ調整）過程で添加，
発生する多量の硫酸ナトリウム，苛性ソーダなどの成分
が濃縮液中に移行するため、最終的な高放射能の固化体
量が増量する他、濃縮液を最終的にセメント，アスファ
ルト，プラスチックなどで固化したとしても、放射性廃
棄物固化体には処分の安全性に影響を与えるキレート剤
が含まれたままとなる。
核種を溶離して廃樹脂を低放射能化する方法は、溶離後
の廃樹脂が低放射能廃棄物として処分可能となるので、
前記の処理方法に比べて高放射能廃棄物の発生量を大幅
に減容できる利点があるものの、廃樹脂から分離した溶
離液を逆浸透膜フィルタ法，蒸発濃縮法などで濃縮処理
すると、溶離処理，中和処理（ｐＨ調整）過程で添加，
発生する多量の硫酸ナトリウム，苛性ソーダなどの成分
が濃縮液中に移行するため、最終的な高放射能の固化体
量が増量する他、濃縮液を最終的にセメント，アスファ
ルト，プラスチックなどで固化したとしても、放射性廃
棄物固化体には処分の安全性に影響を与えるキレート剤
が含まれたままとなる。
【００１１】なお、溶離廃液の濃縮処理に共沈処理法，
凝集処理法の採用も考えられるが、これらの濃縮処理法
は先述のように廃液中の放射性核種がイオン形態で存在
している場合には有効であるが、キレート成分の存在す
る廃液系では放射性核種がキレート成分と結合して強固
な金属錯塩を形成して共沈，凝集作用を阻害するため
に、核種とキレート成分との結合を解いて金属錯塩の形
態を分解する処理が必要となる。
凝集処理法の採用も考えられるが、これらの濃縮処理法
は先述のように廃液中の放射性核種がイオン形態で存在
している場合には有効であるが、キレート成分の存在す
る廃液系では放射性核種がキレート成分と結合して強固
な金属錯塩を形成して共沈，凝集作用を阻害するため
に、核種とキレート成分との結合を解いて金属錯塩の形
態を分解する処理が必要となる。
【００１２】本発明は上記の点にかんがみなされたもの
であり、その目的は頭記した放射性廃液を対象に、前記
課題を解消して放射性廃液を合理的に処理し、その処理
に伴って生じる高放射能廃液を無機，安定化した固化体
に変え、かつその発生量を可能な限り少なくできるよう
にした処理方法を提供することにある。
であり、その目的は頭記した放射性廃液を対象に、前記
課題を解消して放射性廃液を合理的に処理し、その処理
に伴って生じる高放射能廃液を無機，安定化した固化体
に変え、かつその発生量を可能な限り少なくできるよう
にした処理方法を提供することにある。
【００１３】
【課題を解決するための手段】上記目的を達成するため
に、本発明の処理方法においては、放射性廃液を透析処
理して液中から溶離剤成分などを分離，回収する第１の
処理工程と、透析処理後の放射性核種を含む廃液に高温
下で酸化剤を添加して金属錯塩を湿式酸化分解する第２
の処理工程と、前工程での分解処理液にｐＨ調整剤，共
沈処理剤を添加して共沈処理する第３の処理工程と、前
工程で固液分離された上澄液について膜分離処理する第
４の処理工程と、前工程での処理液をキレート処理する
第５の処理工程と、第３，第４，第５の各処理工程から
排出された沈澱濃縮液，逆洗液，キレート再生処理液を
一括して蒸発, 乾燥, 溶融，安定固化処理する第６の処
理工程を経て処理するものとする。
に、本発明の処理方法においては、放射性廃液を透析処
理して液中から溶離剤成分などを分離，回収する第１の
処理工程と、透析処理後の放射性核種を含む廃液に高温
下で酸化剤を添加して金属錯塩を湿式酸化分解する第２
の処理工程と、前工程での分解処理液にｐＨ調整剤，共
沈処理剤を添加して共沈処理する第３の処理工程と、前
工程で固液分離された上澄液について膜分離処理する第
４の処理工程と、前工程での処理液をキレート処理する
第５の処理工程と、第３，第４，第５の各処理工程から
排出された沈澱濃縮液，逆洗液，キレート再生処理液を
一括して蒸発, 乾燥, 溶融，安定固化処理する第６の処
理工程を経て処理するものとする。
【００１４】また、前記処理方法の各処理工程には次の
ような実施態様がある。 （１）第１の処理工程で電気透析法，ないしは拡散透析
法と電気透析法とを併用するものとし、該透析法に用い
る透析膜として、分画分子量が１００〜３００であるイ
オン交換膜を使用する。 （２）第２の処理工程で温度９０〜１００℃，Ｆｅ2+イ
オンを触媒とする水−過酸化水素法を使用するものと
し、ここで廃液に添加する酸化剤（過酸化水素）の量
を、廃液の有機キレート成分量１に対して重量比で少な
くとも４倍以上に選定する。
ような実施態様がある。 （１）第１の処理工程で電気透析法，ないしは拡散透析
法と電気透析法とを併用するものとし、該透析法に用い
る透析膜として、分画分子量が１００〜３００であるイ
オン交換膜を使用する。 （２）第２の処理工程で温度９０〜１００℃，Ｆｅ2+イ
オンを触媒とする水−過酸化水素法を使用するものと
し、ここで廃液に添加する酸化剤（過酸化水素）の量
を、廃液の有機キレート成分量１に対して重量比で少な
くとも４倍以上に選定する。
【００１５】（３）第３の処理工程で廃液のｐＨを１０
〜１3.５の範囲に調整し、かつ共沈処理剤として硫酸第
１鉄を使用する。 （４）第４の処理工程で限外ろ過膜の中空糸膜フィルタ
を使用する。 （５）第５の処理工程でオキシン系のキレート剤を使用
する。 （６）第６の処理工程でマイクロ波加熱法を使用する
〜１3.５の範囲に調整し、かつ共沈処理剤として硫酸第
１鉄を使用する。 （４）第４の処理工程で限外ろ過膜の中空糸膜フィルタ
を使用する。 （５）第５の処理工程でオキシン系のキレート剤を使用
する。 （６）第６の処理工程でマイクロ波加熱法を使用する
【００１６】
【作用】まず、放射性廃液の処理系で発生した使用済イ
オン交換樹脂を例に、溶離剤としてＨ2 ＳＯ4 ，ＨＮＯ
3 などの酸性溶液を廃樹脂に通液すると、高放射能を帯
びた陽イオン交換樹脂に吸着されているＣｏ，Ｍｎ，Ｆ
ｅなどの放射性核種が廃樹脂から溶離して溶離廃液中に
移行する。
オン交換樹脂を例に、溶離剤としてＨ2 ＳＯ4 ，ＨＮＯ
3 などの酸性溶液を廃樹脂に通液すると、高放射能を帯
びた陽イオン交換樹脂に吸着されているＣｏ，Ｍｎ，Ｆ
ｅなどの放射性核種が廃樹脂から溶離して溶離廃液中に
移行する。
【００１７】ここで、発生した前記の溶離廃液を第１の
処理工程で透析処理することにより酸性溶離剤成分の大
半が核種成分から分離して回収され、回収した酸成分は
再度溶離剤として使用される。これにより核種を含む残
りの溶離廃液は酸濃度が大幅に低下する。なお、この透
析処理にはイオン交換膜、特に酸溶離剤の回収には陰イ
オン交換膜（分画分子量１００〜３００程度）を使用す
る。これは、放射性核種とＥＤＴＡなどと結合した金属
錯塩の分子量が３００以上であり、酸回収の際に回収液
側に移行する核種成分の移行量をできる限り少なくする
ためである。
処理工程で透析処理することにより酸性溶離剤成分の大
半が核種成分から分離して回収され、回収した酸成分は
再度溶離剤として使用される。これにより核種を含む残
りの溶離廃液は酸濃度が大幅に低下する。なお、この透
析処理にはイオン交換膜、特に酸溶離剤の回収には陰イ
オン交換膜（分画分子量１００〜３００程度）を使用す
る。これは、放射性核種とＥＤＴＡなどと結合した金属
錯塩の分子量が３００以上であり、酸回収の際に回収液
側に移行する核種成分の移行量をできる限り少なくする
ためである。
【００１８】次に、前工程から排出された放射性核種を
含む廃液（核種が有機系のキレート剤と結合して金属錯
塩を形成している）を第２の湿式酸化分解処理工程に導
き、温度９０〜１００℃，Ｆｅ2+イオンを触媒とする水
−過酸化水素法で酸分解処理する。なお、有機物の分解
反応式を次式に示す。 Ｆｅ2+＋Ｈ2 Ｏ2 → Ｆｅ3+＋ＯＨ- ＋＊ＯＨ ＣｍＨｎ＋（２ｍ＋ｎ／２）Ｈ2 Ｏ → ｎＣＯ2 ＋
（２ｍ＋ｎ）Ｈ2 Ｏ 但し：ＣｍＨｎは有機成分である。
含む廃液（核種が有機系のキレート剤と結合して金属錯
塩を形成している）を第２の湿式酸化分解処理工程に導
き、温度９０〜１００℃，Ｆｅ2+イオンを触媒とする水
−過酸化水素法で酸分解処理する。なお、有機物の分解
反応式を次式に示す。 Ｆｅ2+＋Ｈ2 Ｏ2 → Ｆｅ3+＋ＯＨ- ＋＊ＯＨ ＣｍＨｎ＋（２ｍ＋ｎ／２）Ｈ2 Ｏ → ｎＣＯ2 ＋
（２ｍ＋ｎ）Ｈ2 Ｏ 但し：ＣｍＨｎは有機成分である。
【００１９】この湿式酸化分解法により、廃液中の有機
成分が分解して金属錯塩（Ｍ−Ｙ）から核種（金属）成
分がＭ2+イオンとして離脱する。なお、前記反応式にお
けるＦｅ2+イオンについては、放射性廃液にクラッド成
分として存在するＦｅ成分が酸性溶液中でイオン形態と
なって触媒機能を発揮する。また、前記反応では有機物
成分の処理量に対する酸化剤（Ｈ2 Ｏ2 ）の添加量が反
応速度，分解効率などに影響するので、好ましくは酸化
剤（Ｈ2 Ｏ2 ）の量を、廃液の有機キレート成分量１に
対して重量比で少なくとも４倍以上に選定するのがよ
い。
成分が分解して金属錯塩（Ｍ−Ｙ）から核種（金属）成
分がＭ2+イオンとして離脱する。なお、前記反応式にお
けるＦｅ2+イオンについては、放射性廃液にクラッド成
分として存在するＦｅ成分が酸性溶液中でイオン形態と
なって触媒機能を発揮する。また、前記反応では有機物
成分の処理量に対する酸化剤（Ｈ2 Ｏ2 ）の添加量が反
応速度，分解効率などに影響するので、好ましくは酸化
剤（Ｈ2 Ｏ2 ）の量を、廃液の有機キレート成分量１に
対して重量比で少なくとも４倍以上に選定するのがよ
い。
【００２０】続いて、酸分解後の廃液を第３の処理工程
に移し、ここでｐＨ調整剤を添加して廃液をｐＨ１０〜
１3.５の範囲に調整し、さらに共沈処理剤として硫酸第
１鉄ＦｅＳＯ4 を添加して共沈処理する。これにより、
金属イオンが難溶性の金属水酸化物として凝集析出して
液中に沈降し、さらに凝集沈澱分別により沈澱濃縮液と
上澄液とに固液分離される。
に移し、ここでｐＨ調整剤を添加して廃液をｐＨ１０〜
１3.５の範囲に調整し、さらに共沈処理剤として硫酸第
１鉄ＦｅＳＯ4 を添加して共沈処理する。これにより、
金属イオンが難溶性の金属水酸化物として凝集析出して
液中に沈降し、さらに凝集沈澱分別により沈澱濃縮液と
上澄液とに固液分離される。
【００２１】次に、第４の処理工程では前工程での上澄
液を限外ろ過膜の中空糸膜フィルタに導いて膜分離処理
する。なお、ここでの処理対象物は共沈処理で沈降に至
らなかったコロイド状を呈している金属水酸化物，酸分
解後の有機残渣物である。そして、これら成分は中空糸
膜フィルタにて効果的にろ過され、逆洗により回収され
る。
液を限外ろ過膜の中空糸膜フィルタに導いて膜分離処理
する。なお、ここでの処理対象物は共沈処理で沈降に至
らなかったコロイド状を呈している金属水酸化物，酸分
解後の有機残渣物である。そして、これら成分は中空糸
膜フィルタにて効果的にろ過され、逆洗により回収され
る。
【００２２】また、前工程で中空糸膜フィルタの透過処
理液中に移行した放射性核種、特に水酸化物化してない
核種イオン，および酸分解が完全に進まずに金属錯塩の
形態を保ったままの核種成分に対しては、第５の処理工
程でキレート処理することにより新たに加えたキレート
剤に捕捉されて処理液から分離する。なお、金属錯塩形
態の放射性核種成分は次式によりキレート剤に捕捉され
る。
理液中に移行した放射性核種、特に水酸化物化してない
核種イオン，および酸分解が完全に進まずに金属錯塩の
形態を保ったままの核種成分に対しては、第５の処理工
程でキレート処理することにより新たに加えたキレート
剤に捕捉されて処理液から分離する。なお、金属錯塩形
態の放射性核種成分は次式によりキレート剤に捕捉され
る。
【００２３】 Ｍ−Ｙ2- ＋ Ｍ → Ｍ−Ｋ2- ＋ Ｙn- 但し、Ｙは系統除染処理に使用したキレート剤、Ｋは第
５の処理工程で新たに使用するキレート剤である。な
お、この工程で使用するキレート剤Ｋとしては、オキシ
ン系キレート剤（オキシン添着活性炭）が有効である。
そして、最終の第６の処理工程では、前記の第３，第
４，第５の処理工程から排出された沈澱濃縮液，逆洗液
（膜分離濃縮液），キレート処理後の再生液を集めてマ
イクロ波加熱装置に移して加熱溶融固化処理する。この
処理により、水分の蒸発、酸（Ｈ2 ＳＯ4 ，ＨＮＯ3 ，
ＮａＯＨ，ＮａＳＯ4 ，ＮａＮＯ3 など）の熱分解、残
存する金属錯塩を形成する有機キレート残渣の熱分解、
クラッド成分，放射性核種（水酸化物），有機物残渣，
除染剤の熱分解残渣物などの溶融，固化が進行し、また
必要によりガラスなどの固化材を添加することにより、
最終的に強固で安定化した減容固化体が得られる。な
お、この処理にはマイクロ波加熱法が有効であり、特に
水分が多い処理対象物に対してはマイクロ波固有のエネ
ルギーが効率的に吸収され、また在来の焼却法，高温分
解法に比べて排ガス処理系への放射能の移行量がすくな
く、高放射能廃液を合理的に処理できる。しかも、前段
の処理工程での透析処理により廃樹脂の溶離処理の際に
添加した溶離剤の大半が回収されて溶離廃液中へ移行す
る量は少なくなっているので、固化体の減容化が効果的
に行われる。
５の処理工程で新たに使用するキレート剤である。な
お、この工程で使用するキレート剤Ｋとしては、オキシ
ン系キレート剤（オキシン添着活性炭）が有効である。
そして、最終の第６の処理工程では、前記の第３，第
４，第５の処理工程から排出された沈澱濃縮液，逆洗液
（膜分離濃縮液），キレート処理後の再生液を集めてマ
イクロ波加熱装置に移して加熱溶融固化処理する。この
処理により、水分の蒸発、酸（Ｈ2 ＳＯ4 ，ＨＮＯ3 ，
ＮａＯＨ，ＮａＳＯ4 ，ＮａＮＯ3 など）の熱分解、残
存する金属錯塩を形成する有機キレート残渣の熱分解、
クラッド成分，放射性核種（水酸化物），有機物残渣，
除染剤の熱分解残渣物などの溶融，固化が進行し、また
必要によりガラスなどの固化材を添加することにより、
最終的に強固で安定化した減容固化体が得られる。な
お、この処理にはマイクロ波加熱法が有効であり、特に
水分が多い処理対象物に対してはマイクロ波固有のエネ
ルギーが効率的に吸収され、また在来の焼却法，高温分
解法に比べて排ガス処理系への放射能の移行量がすくな
く、高放射能廃液を合理的に処理できる。しかも、前段
の処理工程での透析処理により廃樹脂の溶離処理の際に
添加した溶離剤の大半が回収されて溶離廃液中へ移行す
る量は少なくなっているので、固化体の減容化が効果的
に行われる。
【００２４】
【実施例】以下、使用済イオン交換樹脂を溶離処理する
過程で発生した放射性核種を含む溶離廃液を対象に、本
発明による処理方法の実施例を図面に基づいて説明す
る。図１は本発明の実施例による処理工程図、図２は図
１に示した処理工程に基づく処理装置のシステムフロー
図である。
過程で発生した放射性核種を含む溶離廃液を対象に、本
発明による処理方法の実施例を図面に基づいて説明す
る。図１は本発明の実施例による処理工程図、図２は図
１に示した処理工程に基づく処理装置のシステムフロー
図である。
【００２５】まず、図１，図２の実施例において、高放
射能を帯びた廃樹脂（原子力プラントから発生する放射
性性廃液の処理に用いた使用済イオン交換樹脂）は、定
量ずつ廃樹脂溶離槽１に充填した上で、廃樹脂溶離槽１
に酸性溶離剤（Ｈ2 ＳＯ4 ，などの酸性溶液）を通液す
ると、廃樹脂，特に中長半減期の放射性核種（Ｃｏ−６
０などの陽イオン核種成分）を含む放射能レベルの高い
使用済の陽イオン交換樹脂から放射性核種が溶離して溶
離廃液が生じ、この溶離廃液は廃液槽槽２に一旦移され
る。なお、放射性核種が取り除かれて低放射能化した廃
樹脂は廃樹脂溶離槽１から取り出して貯蔵後に、焼却，
固化処理などにより減容化して低放射能廃棄物として処
分される。
射能を帯びた廃樹脂（原子力プラントから発生する放射
性性廃液の処理に用いた使用済イオン交換樹脂）は、定
量ずつ廃樹脂溶離槽１に充填した上で、廃樹脂溶離槽１
に酸性溶離剤（Ｈ2 ＳＯ4 ，などの酸性溶液）を通液す
ると、廃樹脂，特に中長半減期の放射性核種（Ｃｏ−６
０などの陽イオン核種成分）を含む放射能レベルの高い
使用済の陽イオン交換樹脂から放射性核種が溶離して溶
離廃液が生じ、この溶離廃液は廃液槽槽２に一旦移され
る。なお、放射性核種が取り除かれて低放射能化した廃
樹脂は廃樹脂溶離槽１から取り出して貯蔵後に、焼却，
固化処理などにより減容化して低放射能廃棄物として処
分される。
【００２６】一方、高放射能レベルの核種を含む溶離液
は第１の処理工程で電気透析装置３に導かれ、ここで溶
離液から酸溶離剤（硫酸溶液）のＳＯ4 2-を分離，回収
する。すなわち、電気透析装置３の槽内は透析膜として
のイオン交換膜（図示例では分画分子量１００〜３００
程度の陰イオン交換膜（アニオン膜）Ａを使用）が組み
込まれており、これにり電圧を印加しつつ槽内の左室に
溶離液を流し、右室には水を流す。これにより、陰イオ
ン交換膜Ａを境にＳＯ4 2-などのイオンが左室より右室
に移行する。これに対し放射性核種（Ｃｏ2+，Ｍｎ2+，
Ｆｅ2+）などは陽イオンであるためにイオン交換膜を透
過せずにそのまま左室から流出する。このようにして溶
離液中の酸溶離剤成分と放射性核種との分離が行われ、
左室から出た核種を含む溶離廃液は廃液槽槽３に回収さ
れ、右室より出て回収側液槽４に回収された回収液は、
未回収分相当の硫酸を補給した上で溶離剤として再度使
用される。
は第１の処理工程で電気透析装置３に導かれ、ここで溶
離液から酸溶離剤（硫酸溶液）のＳＯ4 2-を分離，回収
する。すなわち、電気透析装置３の槽内は透析膜として
のイオン交換膜（図示例では分画分子量１００〜３００
程度の陰イオン交換膜（アニオン膜）Ａを使用）が組み
込まれており、これにり電圧を印加しつつ槽内の左室に
溶離液を流し、右室には水を流す。これにより、陰イオ
ン交換膜Ａを境にＳＯ4 2-などのイオンが左室より右室
に移行する。これに対し放射性核種（Ｃｏ2+，Ｍｎ2+，
Ｆｅ2+）などは陽イオンであるためにイオン交換膜を透
過せずにそのまま左室から流出する。このようにして溶
離液中の酸溶離剤成分と放射性核種との分離が行われ、
左室から出た核種を含む溶離廃液は廃液槽槽３に回収さ
れ、右室より出て回収側液槽４に回収された回収液は、
未回収分相当の硫酸を補給した上で溶離剤として再度使
用される。
【００２７】次に、廃液槽２に回収された核種を含む溶
離廃液は次の第２処理工程で酸分解反応槽５に移され、
ここで酸化剤としての過酸化水素Ｈ2 Ｏ2 , 触媒ＦｅＳ
Ｏ4（溶離廃液中にクラッド成分のＦｅイオンが含まれ
ている場合には、それを利用する），および消泡剤を適
宜量添加し、加熱器により廃液を９０〜１００℃に加熱
して金属錯塩の形態をなしている有機キレート成分など
を酸分解処理する。なお、酸分解処理後に発生する凝縮
液は低放射能処理系で処理されるか、あるいは透析処理
の回収側液に加える水として再利用される。
離廃液は次の第２処理工程で酸分解反応槽５に移され、
ここで酸化剤としての過酸化水素Ｈ2 Ｏ2 , 触媒ＦｅＳ
Ｏ4（溶離廃液中にクラッド成分のＦｅイオンが含まれ
ている場合には、それを利用する），および消泡剤を適
宜量添加し、加熱器により廃液を９０〜１００℃に加熱
して金属錯塩の形態をなしている有機キレート成分など
を酸分解処理する。なお、酸分解処理後に発生する凝縮
液は低放射能処理系で処理されるか、あるいは透析処理
の回収側液に加える水として再利用される。
【００２８】一方、酸分解処理後の分解処理液は、第３
の処理工程で共沈凝集処理槽６に導かれ、ここでｐＨ調
整剤を添加してｐＨ１０〜１3.５の範囲に調整し、さら
に共沈処理剤として硫酸第１鉄ＦｅＳＯ4 を添加して共
沈，凝集処理する。また、共沈処理液の濃度が大である
場合には上澄液を、また濃度が低い場合には共沈処理液
をそのまま次段の第４の処理工程に移し、限外ろ過膜の
中空糸膜フィルタを使用した膜分離装置７にて膜分離処
理する。さらに、中空糸膜フィルタを透過した処理液に
ついて放射能濃度を測定し、放射能濃度が基準値よりも
高い場合には処理液を次の第５の処理工程でキレート処
理塔８へ導いてキレート処理する。なお、キレート処理
塔８にはキレート剤としてオキシン添着活性炭が充填さ
れており、中空糸膜フィルタからの処理液中に含まれて
いる核種イオンなどをキレート化して塔内に捕捉する。
また、キレート処理塔８から流出する処理液は低放射能
処理系で処理される。
の処理工程で共沈凝集処理槽６に導かれ、ここでｐＨ調
整剤を添加してｐＨ１０〜１3.５の範囲に調整し、さら
に共沈処理剤として硫酸第１鉄ＦｅＳＯ4 を添加して共
沈，凝集処理する。また、共沈処理液の濃度が大である
場合には上澄液を、また濃度が低い場合には共沈処理液
をそのまま次段の第４の処理工程に移し、限外ろ過膜の
中空糸膜フィルタを使用した膜分離装置７にて膜分離処
理する。さらに、中空糸膜フィルタを透過した処理液に
ついて放射能濃度を測定し、放射能濃度が基準値よりも
高い場合には処理液を次の第５の処理工程でキレート処
理塔８へ導いてキレート処理する。なお、キレート処理
塔８にはキレート剤としてオキシン添着活性炭が充填さ
れており、中空糸膜フィルタからの処理液中に含まれて
いる核種イオンなどをキレート化して塔内に捕捉する。
また、キレート処理塔８から流出する処理液は低放射能
処理系で処理される。
【００２９】そして、最終の第６の処理工程では、前記
した共沈凝集処理槽６からの沈澱液，膜分離装置７の逆
洗液，およびキレート処理の再生液を集めてμ波加熱装
置９の加熱炉内に導入し、ここで蒸発，乾燥，熱分解，
溶融固化処理して減容し、さらに必要によりガラスなど
の固化材を添加して無機，安定化した高放射能固化体を
得る。なお、この処理で発生した排ガスは排ガス処理系
で処理される。また、図２の処理システムは処理プロセ
スに合わせて自動化運転が可能である。
した共沈凝集処理槽６からの沈澱液，膜分離装置７の逆
洗液，およびキレート処理の再生液を集めてμ波加熱装
置９の加熱炉内に導入し、ここで蒸発，乾燥，熱分解，
溶融固化処理して減容し、さらに必要によりガラスなど
の固化材を添加して無機，安定化した高放射能固化体を
得る。なお、この処理で発生した排ガスは排ガス処理系
で処理される。また、図２の処理システムは処理プロセ
スに合わせて自動化運転が可能である。
【００３０】次に、原子力プラントの放射性廃液の処理
に使用した使用済イオン交換樹脂を実際に溶離処理して
得た放射性の溶離廃液と等価な模擬試験液を調製し、こ
れを試料として本発明者等が行った処理方法の評価試験
結果を以下に述べる。まず、１リットルの使用済イオン
交換樹脂（廃樹脂）を１０リットルの２Ｎ（規定）−Ｈ
2 ＳＯ4 で溶離処理し、その溶離液と等価な成分の模擬
試験液を調製した。この模擬試験液の成分，濃度は次の
通りである。
に使用した使用済イオン交換樹脂を実際に溶離処理して
得た放射性の溶離廃液と等価な模擬試験液を調製し、こ
れを試料として本発明者等が行った処理方法の評価試験
結果を以下に述べる。まず、１リットルの使用済イオン
交換樹脂（廃樹脂）を１０リットルの２Ｎ（規定）−Ｈ
2 ＳＯ4 で溶離処理し、その溶離液と等価な成分の模擬
試験液を調製した。この模擬試験液の成分，濃度は次の
通りである。
【００３１】 ＥＤＴＡ ： １０００mg／ｌ Ｃｏ ： ５mg／ｌ Ｆｅ ： ５００mg／ｌ Ｈ2 ＳＯ4 （酸溶離剤）： ９８ｇ／ｌ そして、前記模擬試験液を次に図１の処理工程により電
気透析法で処理して酸回収を行った。なお、電気透析装
置は、陰イオン交換膜（分画分子量１００）を使用し
た。これにより、約１時間の処理で酸回収率が８０％に
達し、酸回収後の残りの溶離廃液の成分，量は次のよう
になった。
気透析法で処理して酸回収を行った。なお、電気透析装
置は、陰イオン交換膜（分画分子量１００）を使用し
た。これにより、約１時間の処理で酸回収率が８０％に
達し、酸回収後の残りの溶離廃液の成分，量は次のよう
になった。
【００３２】 ＥＤＴＡ ： １０００mg／ｌ Ｃｏ ： ５mg／ｌ Ｆｅ ： ４５０mg／ｌ Ｈ2 ＳＯ4 ： １9.６ｇ／ｌ なお酸回収液（Ｈ2 ＳＯ4 ，７8.４ｇ／ｌ）は未回収分
の硫酸を補充した上で再度溶離剤として利用した。
の硫酸を補充した上で再度溶離剤として利用した。
【００３３】次に、前記溶離廃液を酸分解反応槽に移送
して酸化剤Ｈ2 Ｏ2 を添加し、かつその添加量をＥＤＴ
Ａの量に対して比率２〜１０倍に変え、温度９０〜１０
０℃で酸分解処理した後、この分解処理液を共沈凝集処
理槽に移し、ｐＨを１２に調整した上で、硫酸第１鉄を
１００mg／ｌ添加して共沈，凝集処理し、さらに共沈処
理液を固液分離せずにそのまま中空糸膜フィルタに導い
て膜分離処理した。
して酸化剤Ｈ2 Ｏ2 を添加し、かつその添加量をＥＤＴ
Ａの量に対して比率２〜１０倍に変え、温度９０〜１０
０℃で酸分解処理した後、この分解処理液を共沈凝集処
理槽に移し、ｐＨを１２に調整した上で、硫酸第１鉄を
１００mg／ｌ添加して共沈，凝集処理し、さらに共沈処
理液を固液分離せずにそのまま中空糸膜フィルタに導い
て膜分離処理した。
【００３４】図３は膜分離処理後の処理液について、そ
の性状をＣｏ，Ｆｅの濃度と酸化剤添加比との関係で表
したものである。この図から明らかなように、Ｆｅ成分
は酸分解処理工程で添加した酸化剤の添加比（酸化剤／
ＥＤＴＡの重量比）２／１以上では濃度が0.５mg／ｌ以
下となって有効に分離除去される。また、Ｃｏ成分は酸
化剤の添加比４／１以上で濃度が１mg／ｌ以下となり、
添加比８／１以上では濃度が0.１mg／ｌ以下に低下す
る。
の性状をＣｏ，Ｆｅの濃度と酸化剤添加比との関係で表
したものである。この図から明らかなように、Ｆｅ成分
は酸分解処理工程で添加した酸化剤の添加比（酸化剤／
ＥＤＴＡの重量比）２／１以上では濃度が0.５mg／ｌ以
下となって有効に分離除去される。また、Ｃｏ成分は酸
化剤の添加比４／１以上で濃度が１mg／ｌ以下となり、
添加比８／１以上では濃度が0.１mg／ｌ以下に低下す
る。
【００３５】次に膜分離処理後の処理液を、オキシン添
着活性炭をキレート剤に使用してキレート処理した。こ
れによりキレート処理後の処理液はＦｅ成分の濃度が0.
５mg／ｌ以下、Ｃｏ成分の濃度が0.０１mg／ｌ以下にな
った。そして、以上の処理工程で膜分離装置（中空糸膜
フィルタ）の逆洗液（共沈処理時の凝集沈澱物を含む）
を加熱溶融固化処理するものとして、廃樹脂１リットル
当たりの処理（溶離廃液は１０リットル）で発生する固
化体量を試算した。なお、この試算に当たっては酸分解
反応時にＨ2 ＳＯ4 （溶離剤）の濃度，液量は変化しな
いものと想定し、かつ膜分離処理による濃縮倍率を１０
０倍とした。その結果を以下に示す。
着活性炭をキレート剤に使用してキレート処理した。こ
れによりキレート処理後の処理液はＦｅ成分の濃度が0.
５mg／ｌ以下、Ｃｏ成分の濃度が0.０１mg／ｌ以下にな
った。そして、以上の処理工程で膜分離装置（中空糸膜
フィルタ）の逆洗液（共沈処理時の凝集沈澱物を含む）
を加熱溶融固化処理するものとして、廃樹脂１リットル
当たりの処理（溶離廃液は１０リットル）で発生する固
化体量を試算した。なお、この試算に当たっては酸分解
反応時にＨ2 ＳＯ4 （溶離剤）の濃度，液量は変化しな
いものと想定し、かつ膜分離処理による濃縮倍率を１０
０倍とした。その結果を以下に示す。
【００３６】（１）電気透析処理後の廃液性状： ＥＤＴＡ ： １ ｇ／ｌ Ｃｏ ： 0.００５ｇ／ｌ Ｆｅ ： 0.４５ ｇ／ｌ ＦｅＳＯ4 （共沈処理剤） ： 0.１ ｇ／ｌ Ｈ2 ＳＯ4 （酸溶離剤） ： １9.６ ｇ／ｌ ＮａＳＯ4 ： ２8.４ ｇ／ｌ ＮａＯＨ （ｐＨ調整剤） ： 0.４ ｇ／ｌ （２）逆洗液の性状（１０リットルの溶離廃液は0.１リットルに濃縮）： ＥＤＴＡ ： ２０ ｇ／ｌ −注１） Ｃｏ ： 0.５ ｇ／ｌ Ｆｅ ： ４５ ｇ／ｌ ＦｅＳＯ4 ： １ ｇ／ｌ −注２） Ｈ2 ＳＯ4 ： １9.６ ｇ／ｌ ＮａＳＯ4 ： ２８４ ｇ／ｌ −注３） ＮａＯＨ （ｐＨ調整剤） ： ４ ｇ／ｌ −注４） −注１）ＥＤＴＡの酸分解による残渣成分、有機物の減
容率１／５に仮定 −注２）共沈処理時に添加するＦｅＳＯ4 の量 −注３）共沈処理でｐＨ１２に調整する際に発生するＮ
ａＳＯ4 の量 −注４）共沈処理でｐＨ１２に調整する際に発生するＮ
ａＯＨの量 （３）固化体の発生量（廃樹脂１リットル当たりの処理換算量） ＥＤＴＡ ： １ ｇ −注５） Ｃｏ ： 0.０５ ｇ Ｆｅ ： 4.５ ｇ ＦｅＳＯ4 ： 0.３７ ｇ −注６） ＮａＳＯ4 ： ２８４ ｇ −注７） ＮａＯＨ ： ４ ｇ −注８） 固化体の合計量 ： ２９５ ｇ −注９） −注５）μ波加熱によるＥＤＴＡの分解残渣物 −注６）ＦｅＳＯ4 の加熱分解後のＦｅの量 −注７）ＮａＳＯ4 はμ波加熱で分解されないとして扱
う −注８）ＮａＯＨはμ波加熱で分解されないとして扱う −注９）固化体中に占めるＮａＳＯ4 の割合は９6.６％ なお、透析工程で拡散透析法と電気透析法を併用して実
験を行ったところ、酸回収後の溶離廃液中のＨ2 ＳＯ4
の濃度は次のようなる。
容率１／５に仮定 −注２）共沈処理時に添加するＦｅＳＯ4 の量 −注３）共沈処理でｐＨ１２に調整する際に発生するＮ
ａＳＯ4 の量 −注４）共沈処理でｐＨ１２に調整する際に発生するＮ
ａＯＨの量 （３）固化体の発生量（廃樹脂１リットル当たりの処理換算量） ＥＤＴＡ ： １ ｇ −注５） Ｃｏ ： 0.０５ ｇ Ｆｅ ： 4.５ ｇ ＦｅＳＯ4 ： 0.３７ ｇ −注６） ＮａＳＯ4 ： ２８４ ｇ −注７） ＮａＯＨ ： ４ ｇ −注８） 固化体の合計量 ： ２９５ ｇ −注９） −注５）μ波加熱によるＥＤＴＡの分解残渣物 −注６）ＦｅＳＯ4 の加熱分解後のＦｅの量 −注７）ＮａＳＯ4 はμ波加熱で分解されないとして扱
う −注８）ＮａＯＨはμ波加熱で分解されないとして扱う −注９）固化体中に占めるＮａＳＯ4 の割合は９6.６％ なお、透析工程で拡散透析法と電気透析法を併用して実
験を行ったところ、酸回収後の溶離廃液中のＨ2 ＳＯ4
の濃度は次のようなる。
【００３７】 拡散透析後：１9.６ｇ／ｌ（酸回収率８０％） 電気透析後：3.９２ｇ／ｌ（酸回収率９０％） これにより、逆洗液0.１リットル当たりのＨ2 ＳＯ4 発
生量は５6.８ｇ／ｌとなり、廃樹脂１リットル当たりの
固化体発生量の合計は６6.７ｇになって、電気透析単独
の処理に比べて固化体の発生量が大幅に減容する。
生量は５6.８ｇ／ｌとなり、廃樹脂１リットル当たりの
固化体発生量の合計は６6.７ｇになって、電気透析単独
の処理に比べて固化体の発生量が大幅に減容する。
【００３８】次に、前記した処理方法の比較例として、
同じ成分の模擬試験液を次記（ａ),（ｂ）の処理法で処
理した場合について固化体の発生量を試算した。 （ａ）：溶離廃液→濃縮処理→セメントなどの固化材で
直接固化 （ｂ）：溶離廃液→濃縮処理→μ波加熱により固化（図
４に処理工程を示す） その試算結果を次表に示す。なお、濃縮倍率を１００倍
に想定した。
同じ成分の模擬試験液を次記（ａ),（ｂ）の処理法で処
理した場合について固化体の発生量を試算した。 （ａ）：溶離廃液→濃縮処理→セメントなどの固化材で
直接固化 （ｂ）：溶離廃液→濃縮処理→μ波加熱により固化（図
４に処理工程を示す） その試算結果を次表に示す。なお、濃縮倍率を１００倍
に想定した。
【００３９】
【表１】 注）＊：Ｈ2 ＳＯ4 （溶離材）は中和処理によりＮａ2
ＳＯ4 になる。
ＳＯ4 になる。
【００４０】**：濃縮液量0.１リットル当たりの量で固
化体に移行する。 ***：Ｎａ2 ＳＯ4 はμ波加熱処理で熱分解しないと想
定した。ただし、熱分解してＮａ2 Ｏに変化する場合に
は固化体量が約６／１０となる。 上述したように、本発明の処理方法では廃樹脂１リット
ル当たりの固化体発生量は２９４ｇ（電気透析法），６
6.７ｇ（拡散透析法と電気透析法を併用）であるのに対
し、比較例では約１４００ｇであり、溶離廃液を固化処
理した際の減容効果は比較例の約５〜２０倍に向上す
る。
化体に移行する。 ***：Ｎａ2 ＳＯ4 はμ波加熱処理で熱分解しないと想
定した。ただし、熱分解してＮａ2 Ｏに変化する場合に
は固化体量が約６／１０となる。 上述したように、本発明の処理方法では廃樹脂１リット
ル当たりの固化体発生量は２９４ｇ（電気透析法），６
6.７ｇ（拡散透析法と電気透析法を併用）であるのに対
し、比較例では約１４００ｇであり、溶離廃液を固化処
理した際の減容効果は比較例の約５〜２０倍に向上す
る。
【００４１】
【発明の効果】以上述べたように、原子力プラントの系
統除染処理で発生した金属錯塩を含む放射性廃液、ある
いは該放射性廃液の処理系で使用した使用済イオン交換
樹脂から放射性核種を溶離する処理過程で発生した溶離
廃液などを対象とする放射性廃樹脂の処理方法として、
本発明によれば、第１の処理工程で高放射能の核種成分
を含む廃液を透析処理して溶離剤と金属錯塩形態の放射
性核種成分とに分離した後に、第２の処理工程で湿式酸
化分解法により金属錯塩を有機キレート成分と放射性核
種とに分解し、さらに放射性核種成分を下流の第３，第
４，第５の処理工程で共沈処理，膜分離処理，キレート
処理した後、第６の処理工程でマイクロ波加熱により蒸
発，乾燥，熱分解，溶融，安定固化処理するようにした
ので、高放射能核種を含む放射性廃液を最小量の安定し
た固化体に変えて処理することができる。これにより、
原子力プラントのサイト内で貯蔵，保管する高放射能廃
棄物の減容化に大きく寄与する実益が得られる。
統除染処理で発生した金属錯塩を含む放射性廃液、ある
いは該放射性廃液の処理系で使用した使用済イオン交換
樹脂から放射性核種を溶離する処理過程で発生した溶離
廃液などを対象とする放射性廃樹脂の処理方法として、
本発明によれば、第１の処理工程で高放射能の核種成分
を含む廃液を透析処理して溶離剤と金属錯塩形態の放射
性核種成分とに分離した後に、第２の処理工程で湿式酸
化分解法により金属錯塩を有機キレート成分と放射性核
種とに分解し、さらに放射性核種成分を下流の第３，第
４，第５の処理工程で共沈処理，膜分離処理，キレート
処理した後、第６の処理工程でマイクロ波加熱により蒸
発，乾燥，熱分解，溶融，安定固化処理するようにした
ので、高放射能核種を含む放射性廃液を最小量の安定し
た固化体に変えて処理することができる。これにより、
原子力プラントのサイト内で貯蔵，保管する高放射能廃
棄物の減容化に大きく寄与する実益が得られる。
【図１】本発明の実施例による放射性廃樹脂溶離液の処
理方法の工程図
理方法の工程図
【図２】図１に示す処理方法の実施に用いる処理装置の
システムフロー図
システムフロー図
【図３】図１における酸分解工程での酸化剤添加比と処
理液のＣｏ，Ｆｅ濃度との関係を表す図
理液のＣｏ，Ｆｅ濃度との関係を表す図
【図４】本発明の比較例として挙げた廃樹脂溶離液の処
理工程図
理工程図
１ 廃樹脂溶離槽 ２ 廃液槽 ３ 電気透析装置 ４ 回収側液槽 ５ 酸分解反応槽 ６ 共沈凝集処理槽 ７ 膜分離装置（中空糸膜フィルタ） ８ キレート処理塔 ９ μ波加熱装置
───────────────────────────────────────────────────── フロントページの続き (72)発明者 塚本 裕一 福井県敦賀市明神町３ 動力炉・核燃料 開発事業団新型転換炉ふげん発電所内 (72)発明者 及川 安夫 神奈川県川崎市川崎区田辺新田１番１号 富士電機株式会社内 (72)発明者 水越 清治 神奈川県川崎市川崎区田辺新田１番１号 富士電機株式会社内 (72)発明者 大山 悦夫 神奈川県川崎市川崎区田辺新田１番１号 富士電機株式会社内 (56)参考文献 特開 昭63−184100（ＪＰ，Ａ) 特開 昭63−263499（ＪＰ，Ａ) (58)調査した分野(Int.Cl.6，ＤＢ名) G21F 9/06 G21F 9/08 G21F 9/10
Claims (9)
- 【請求項１】原子力プラントの系統除染処理により発生
した金属錯塩を含む放射性廃液、ないしは該放射性廃液
の処理に使用した使用済イオン交換樹脂の溶離処理過程
で発生する放射性廃液の処理方法であって、放射性廃液
を透析処理して液中から溶離剤成分などを分離，回収す
る第１の処理工程と、透析処理後の放射性核種を含む廃
液に高温下で酸化剤を添加して金属錯塩を湿式酸化分解
する第２の処理工程と、前工程での分解処理液にｐＨ調
整剤，共沈処理剤を添加して共沈処理する第３の処理工
程と、前工程で固液分離された上澄液について膜分離処
理する第４の処理工程と、前工程での処理液をキレート
処理する第５の処理工程と、第３，第４，第５の各処理
工程から排出された沈澱濃縮液，逆洗液，キレート再生
処理液を一括して蒸発, 乾燥, 溶融，安定固化処理する
第６の処理工程を経て処理することを特徴とする放射性
廃液の処理方法。 - 【請求項２】請求項１記載の処理方法において、第１の
処理工程で電気透析法，ないしは拡散透析法と電気透析
法とを併用することを特徴とする放射性廃液の処理方
法。 - 【請求項３】請求項２記載の処理方法において、拡散透
析法，電気透析法に用いる透析膜として、分画分子量が
１００〜３００であるイオン交換膜を使用することを特
徴とする放射性廃液の処理方法。 - 【請求項４】請求項１記載の処理方法において、第２の
処理工程で温度９０〜１００℃，Ｆｅ2+イオンを触媒と
する水−過酸化水素法を使用することを特徴とする放射
性廃液の処理方法。 - 【請求項５】請求項４記載の処理方法において、廃液に
添加する酸化剤の量が、廃液の有機キレート成分量１に
対して重量比で少なくとも４倍以上であることを特徴と
する放射性廃液の処理方法。 - 【請求項６】請求項１記載の処理方法において、第３の
処理工程で廃液のｐＨを１０〜１3.５の範囲に調整し、
かつ共沈処理剤として硫酸第１鉄を使用することを特徴
とする放射性廃液の処理方法。 - 【請求項７】請求項１記載の処理方法において、第４の
処理工程で限外ろ過膜の中空糸膜フィルタを使用するこ
とを特徴とする放射性廃液の処理方法。 - 【請求項８】請求項１記載の処理方法において、第５の
処理工程でオキシン系のキレート剤を使用することを特
徴とする放射性廃液の処理方法。 - 【請求項９】請求項１記載の処理方法において、第６の
処理工程でマイクロ波加熱法を使用することを特徴とす
る放射性廃液の処理方法。
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|---|---|---|---|
| JP4274710A JP2925413B2 (ja) | 1992-10-14 | 1992-10-14 | 放射性廃液の処理方法 |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
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| JP4274710A JP2925413B2 (ja) | 1992-10-14 | 1992-10-14 | 放射性廃液の処理方法 |
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| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPH06130188A JPH06130188A (ja) | 1994-05-13 |
| JP2925413B2 true JP2925413B2 (ja) | 1999-07-28 |
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| JP4274710A Expired - Lifetime JP2925413B2 (ja) | 1992-10-14 | 1992-10-14 | 放射性廃液の処理方法 |
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-
1992
- 1992-10-14 JP JP4274710A patent/JP2925413B2/ja not_active Expired - Lifetime
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| JPH06130188A (ja) | 1994-05-13 |
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