JP5881482B2 - 放射性セシウム汚染物の処理方法および装置 - Google Patents

Description

本発明は、放射性セシウムに汚染された固相体の処理技術に関する。

原子力発電所の事故によって放射性物質が外部に放出された場合、環境中に汚染が拡散する。この拡散する放射性物質のうち放射性セシウムは、気体状・微粒子状に移行して拡散するために、汚染物質が広範囲に分布することが懸念される。
この放射性セシウムのうち半減期が３０年である¹³⁷Ｃｓは、強い放射線を放出するとともに生体に滞留して食物連鎖により濃縮され易い性質を有するために、比較的長期間に渡り生体に被ばく影響を与えることが懸念されている。

一方で、下水処理場における汚泥等の廃棄物は、排出量を低減するために焼却処分されるが、含まれている放射性セシウムが濃縮されてしまう。
焼却場では、高温処理がなされるために、融点・沸点の低いセシウム塩は、気体となって焼却炉上部に移行し温度が沸点以下の部分において凝縮・析出して、飛灰として回収される。この飛灰に含まれるセシウム塩は、水溶性であるために、そのまま埋設処分すると、雨水や海水に接触し環境へ容易に放出して、更なる汚染の拡大が懸念される。
このため、含有する放射性セシウムが再び環境に放出されないような、前記した焼却飛灰、その他の焼却主灰、汚泥灰等の処理技術の確立が望まれている。
なお、放射性物質の除染技術に関し、これまでにいくつかの提案がなされている（例えば、特許文献１，２）。

特開平６−２３３４０号公報 特開平６−２５６０１２号公報

ところで、放射性セシウム汚染物は、安定化処理を行って中間貯蔵を相当期間行った後に、最終処分場に埋設することが望まれる。
しかし、下水処理場の焼却飛灰、焼却主灰、汚泥灰のような大量に継続的に発生する放射性セシウム汚染物に対し、安定化処理を行った後の保管場所を確保することが困難である。

本発明はこのような事情を考慮してなされたもので、放射性セシウムを濃縮して安定化させる放射性セシウム汚染物の処理技術を提供することを目的とする。

放射性セシウム汚染物の処理方法において、放射性セシウムに汚染された廃棄物を焼却処分した際の焼却排ガスに浮遊する粒子状物質を捕集する工程と、前記捕集した粒子状物質からなる飛灰に溶媒及び吸着剤を投入し、前記放射性セシウムを前記溶媒に溶出させてから前記吸着剤に吸着させる工程と、前記放射性セシウムを吸着した前記吸着剤及び前記飛灰を混合した状態で含む固相と前記放射性セシウムの除去された溶媒とを分離して回収する工程と、を含むことを特徴とする。

本発明により、放射性セシウムを濃縮して安定化させる放射性セシウム汚染物の処理技術が提供される。

本発明に係る放射性セシウム汚染物の処理方法の第１実施形態を示すフローチャート。 本発明に係る放射性セシウム汚染物の処理方法の第２実施形態を示すフローチャート。 実験に用いた焼却飛灰の特性、Ｃｓ溶出工程の条件、及びＣｓ吸着工程の条件を示すテーブル。 溶媒（水）への浸漬時間に対する焼却飛灰からのＣｓ溶出率を示すグラフ。 溶媒（水）及び焼却飛灰の液固比に対するＣｓ溶出率を示すグラフ。 Ｃｓが溶出した溶媒（水）に吸着剤を投入した後の経過時間に対するＣｓ除去率を示すグラフ。 Ｃｓ溶出工程におけるＣｓ溶出率が７９％であると仮定した場合のＣｓ含有溶液のＣｓ濃度、及びＣｓ吸着工程におけるＣｓ除去率が８８％であると仮定した場合のＣｓ吸着物のＣｓ濃度の評価結果を示すテーブル。 溶媒のＮａ濃度に対するゼオライト（チャバサイト、モルデナイト）及び溶媒のＣｓ分配係数を示すグラフ。 飛灰、チャバサイト、モルデナイトといったＣｓ吸着物に対する溶媒（水）のＣｓ溶出率を示すグラフ。 所定のＣｓ重量濃度を有する飛灰及びチャバサイトのＣｓ体積濃度を示すテーブル。

（第１実施形態）
以下、本発明の実施形態を添付図面に基づいて説明する。
図１に示すように第１実施形態の放射性セシウム汚染物の処理方法は、放射性セシウムＣｓに汚染された固相体（Ｃｓ汚染物）に溶媒（水）を添加してこの放射性セシウムＣｓ（セシウム化合物を含む）を溶出させる工程（Ｓ１１）と、この放射性セシウムＣｓを含有した溶媒に放射性セシウムの吸着剤を投入する工程（Ｓ１３）と、前記放射性セシウムを吸着した吸着剤から生成された放射性セシウム吸着物を分離して溶媒から回収する工程（Ｓ１５）と、を含んでいる。

各実施形態において処理対象となるＣｓ汚染物としては、下水処理場で発生した汚泥等を焼却した焼却灰のうち、放射性セシウムＣｓの放射能濃度（Ｂｑ；ベクレル）が基準値を超えるためにそのまま一般廃棄することが不可能な焼却灰である。しかし、Ｃｓ汚染物として処理対象となるものは、このような焼却灰に限定されるものではない。

下水処理場で発生する焼却灰は、焼却排ガスに浮遊する固体の粒子状物質であって集塵装置、ボイラ、ガス冷却室、再燃焼室等で捕集された飛灰（フライアッシュ）と、焼却炉の底から回収される主灰（ボトムアッシュ）とに、大きく分類される。
このうち飛灰は、燃焼時にセシウム塩が気化した後に冷却されて凝縮・析出するために、放射性セシウムの濃縮度が高まる傾向がある。

溶媒は、純水、水道水、雨水、海水、河川水等を用いることができるが、Ｃｓ汚染物に含まれるセシウムＣｓ（セシウム化合物を含む）を溶出させることができるものであれば特に限定はない。

Ｃｓ溶出工程（Ｓ１１）では、処理槽（図示略）に収容されたＣｓ汚染物に溶媒を添加してこの放射性セシウムＣｓを溶出させる。
この溶出工程（Ｓ１１）において、溶媒とＣｓ汚染物（固相体）の液固比は、２〜１００ Ｌ／ｋｇの範囲に含まれる。
この液固比が、２Ｌ／ｋｇよりも小さいと、溶媒が飽和して、放射性セシウムＣｓのＣｓ汚染物からの溶出が不充分となる。また液固比が、１０Ｌ／ｋｇよりも大きいと、一般廃棄（Ｓ１４）される溶媒の量が増えて不経済である。

固相体の廃棄工程（Ｓ１２）は、Ｃｓ汚染物を浄化して放射性セシウムＣｓの除去された固相体を一般廃棄する工程である。なお、この廃棄処分を実行する前に、固相体のＣｓ濃度を測定して基準値以下であることを確認する必要がある。

Ｃｓ吸着剤工程（Ｓ１３）は、Ｃｓ含有溶媒を吸着剤投入部（図示略）に収容した後で、放射性セシウムの吸着剤を投入する工程である。これにより、溶媒に含まれる放射性セシウムＣｓが吸着剤に吸着されてＣｓ吸着物が生成する。
そして、放射性セシウムＣｓの除去された溶媒（液相）とＣｓ吸着物（固相）とを二相分離させる。

Ｃｓの吸着剤としては、フェロシアン化物、ゼオライト、ケイチタン酸等を好適に用いることができるが、溶媒に含まれるセシウムＣｓを吸着させることができるものであれば特に限定はない。

そして、分離回収工程（Ｓ１５）において、溶媒からＣｓ吸着物が分離回収部（図示略）に回収される。この回収されたＣｓ吸着物は、放射性セシウムＣｓ（セシウム化合物を含む）が濃縮されているために、高い放射線を放っている。
また、放射性セシウムＣｓの除去された溶媒（液相）は、溶媒の廃棄工程（Ｓ１４）において、Ｃｓ濃度の測定値が基準値以下であることを確認したうえで一般廃棄される。

減容処理工程（Ｓ１６）では、自然環境に晒されることによりＣｓ吸着物からＣｓが脱離しないように安定化処理を必要に応じて施すとともに、容積を小さくする減容処理を行う。さらに、回収したＣｓ吸着物は、放射線量を減少させるため所定期間たけ中間貯蔵（Ｓ１７）を行った後に、埋立地等に最終処分される（Ｓ１８）。

（第２実施形態）
図２に示すように第２実施形態の放射性セシウム汚染物の処理方法は、Ｃｓ汚染物に溶媒を添加するタイミングと、吸着剤を投入するタイミングとが、一致又は連続している。
これにより、第２実施形態においては、放射性セシウムＣｓは固相側に移行することになる（第１実施形態では、溶媒側に、放射性セシウムＣｓが移行する）。

すなわち、第２実施形態の放射性セシウム汚染物の処理方法は、放射性セシウムＣｓに汚染された固相体に溶媒を添加してこの放射性セシウムＣｓを溶出させ、さらに放射性セシウムＣｓを含有した溶媒にこの放射性セシウムの吸着剤を投入する工程（Ｓ２１）と、放射性セシウムの吸着物及び固相体を分離して溶媒から回収する工程（Ｓ２３）と、を含んでいる。

なお、第２実施形態における固相体の廃棄工程（Ｓ２２）、減容処理工程（Ｓ２４）、中間貯蔵工程（Ｓ２５）、最終処分工程（Ｓ２６）のそれぞれは、第１実施形態における固相体の廃棄工程（Ｓ１２）、減容処理工程（Ｓ１６）、中間貯蔵工程（Ｓ１７）、最終処分工程（Ｓ１８）と共通している。

放射性セシウムＣｓの溶出・吸着工程（Ｓ２１）では、Ｃｓ汚染物に溶媒及び吸着剤を添加して、溶出した放射性セシウムＣｓをただちに吸着剤に吸着させる。
これにより、Ｃｓ汚染物の処理工程が少なくなるために、水溶性であるセシウム化合物の再放出による環境汚染の拡大懸念が払拭される。
なお、第２実施形態では、第１実施形態と比較して、放射性セシウムＣｓを含む固相（固相体＋Ｃｓ吸着物）の排出量は増えるが処理の簡便化が実現される。

（実施例１）
次に、本発明の第１実施形態の効果を確認した実施例１について説明する。
図３のテーブルは、実験に用いた焼却飛灰（Ｃｓ汚染物）の特性、Ｃｓ溶出工程（Ｓ１１）の条件、及びＣｓ吸着工程（Ｓ１３）の条件を示している。
なお、以下において液固比の単位を示す（Ｌ／ｋｇ）と（ｍＬ／ｇ）は、同一である。
また、Ｃｓ溶出工程（Ｓ１１）において、処理温度を２５℃（室温）に設定しているが、高温である程Ｃｓ溶出効果が高まるために、大気圧で沸騰しない９５℃以下の温度で実施してもよい。

図４のグラフは、Ｃｓ溶出工程（Ｓ１１）において、溶媒（水）の浸漬時間（ｈ）に対する焼却飛灰のＣｓ溶出率（％）を示している。
液固比が１０ｍＬ／ｇで調整された焼却飛灰（Ｃｓ汚染物）と溶媒（水）を混合し、時間間隔をおいて溶媒をサンプリングしてＣｓ濃度を測定し、Ｃｓ溶出率を算出した結果を示している。

図４のＣｓ溶出試験によると、飛灰を純水に浸漬することで、少なくとも７９％以上のＣｓを溶媒に溶出させることができるといえる。さらに、５２時間経過時点では、ほぼ１００％のＣｓ溶出率が確認された。

図５のグラフは、Ｃｓ溶出工程（Ｓ１１）において、溶媒（水）及び焼却飛灰の液固比（ｍＬ／ｇ）に対するＣｓ溶出率（％）を示している。
液固比が２〜１００ｍＬ／ｇで調整された焼却飛灰（Ｃｓ汚染物）と溶媒（水）を混合し、５０時間以上浸漬時間をおいた後に溶媒をサンプリングしてＣｓ濃度を測定し、Ｃｓ溶出率を算出した結果を示している。
図５のＣｓ溶出試験によると、液固比を２ｍＬ／ｇ以上とすることで、少なくとも７３％以上のＣｓを溶媒に溶出させることができるといえる。さらに、液固比を大きくすることにより、Ｃｓ溶出率の向上が確認できた。

図６のグラフは、Ｃｓ吸着工程（Ｓ１３）において、Ｃｓ含有溶媒（水）に吸着剤（フェロシアン化ニッケル）を投入した後の経過時間（ｈ）に対するＣｓ除去率（％）を示している。
Ｃｓ溶出工程（Ｓ１１）を経た後に回収したＣｓ含有溶媒とフェロシアン化ニッケルとを液固比２８００ Ｌ/ｋｇで混合し、１時間および８４時間の浸漬時間をおいた後に溶媒をサンプリングしてＣｓ濃度を測定し、Ｃｓ除去率を算出した結果を示している。
図６のＣｓ吸着試験によると、吸着剤としてフェロシアン化ニッケルを用いることで、１時間で８８％、８４時間で９８％のＣｓを溶媒から除去できることが確認された。

図７のテーブルは、Ｃｓ溶出工程（Ｓ１１）におけるＣｓ溶出率が７９％であると仮定した場合のＣｓ含有溶液のＣｓ濃度、及びＣｓ吸着工程（Ｓ１３）におけるＣｓ除去率が８８％であると仮定した場合のＣｓ吸着物のＣｓ濃度の評価結果を示す。
なお、前提条件として、焼却飛灰（Ｃｓ汚染物）のＣｓ濃度を１．６８×１０³Ｂｑ／ｋｇとし、焼却飛灰と溶媒（水）の液固比を１０ｍＬ／ｇとし、Ｃｓ含有溶媒とフェロシアン化ニッケルとの液固比を２８００ Ｌ/ｋｇとしている。
図７の評価結果から、実施例１における焼却飛灰（Ｃｓ汚染物）の重量圧縮率を評価すると、０．５％（＝１．６８×１０³／３．２５×１０⁵×１００）という結果が得られる。

（実施例２）
次に、本発明の第１実施形態の効果を確認した実施例２について説明する。
この実施例２では、Ｃｓ吸着工程（Ｓ１３）において使用する吸着剤としてゼオライトの一種であるチャバサイトおよびモルデナイトを用いている。

図８のグラフは、溶媒のＮａ濃度に対するゼオライト（チャバサイト、モルデナイト）及び溶媒のＣｓ分配係数を示している。
ゼオライトは、溶媒中の塩濃度（主にナトリウム、カリウム）に依存して、分配係数が変動する性質を有する。

ここで、固相のゼオライトの分配係数Ｋdは、液相の塩濃度（Ｃi,Ｃf）に対し次式のように示される。
Ｋ_d ＝ Ｃ_S／Ｃ_L＝（Ｃ_i−Ｃ_L)／Ｃ_L×Ｖ／Ｍ
Ｋ_d：分配係数 [ｍＬ／ｇ]
Ｃ_S：浸漬後の固相におけるセシウム濃度 [Ｂｑ／ｇ]
Ｃ_i：浸漬前の液相におけるセシウム濃度 [Ｂｑ／ｍＬ]
Ｃ_L：浸漬後の液相におけるセシウム濃度 [Ｂｑ／ｍＬ]
Ｖ：液相の容積 [ｍＬ]
Ｍ：固相の重量 [ｇ]

液固比が１０ｍＬ／ｇで調整された焼却飛灰（Ｃｓ汚染物）と溶媒（水）を混合し、充分な時間間隔をおいて溶媒をサンプリングしてＮａ濃度及びＫ濃度を測定したところ、合計の濃度値として、４．１０ｍｏｌ／Ｌ（Ｎａ：２．７２ ｍｏｌ／Ｌ，Ｋ：１．３８ｍｏｌ／Ｌ）を得た。
図８に照らし、溶媒中の塩濃度４．１０ｍｏｌ／Ｌ（横軸値）に対応するチャバサイト及びモルデナイトの分配係数（縦軸値）を導くと、それぞれ４１８ｍＬ／ｇ及び２８６ｍＬ／ｇという結果を得る。
この結果から吸着剤に吸着されるＣｓ重量濃度を導くと、チャバサイトで１３００Ｂｑ／ｋｇ、モルデナイトで１２８０Ｂｑ／ｋｇとなる。

図９のグラフは、飛灰、チャバサイト、モルデナイトといったＣｓ吸着物に対する溶媒（水）のＣｓ溶出率を示している。
Ｃｓを吸着させた媒体（飛灰、チャバサイト、モルデナイト）１ｋｇに対し、１０Ｌの雨水（Ｎａ濃度０．０１ｍｏｌ／Ｌと仮定）を接触させた場合のＣｓ溶出率を導いた。

この結果は、焼却飛灰を未処理で最終処分すると含まれるＣｓのうち７９％が環境に再放出され、チャバサイトを最終処分すると含まれるＣｓのうち９．３×１０^-4％が環境に再放出され、モルデナイトを最終処分すると含まれるＣｓのうち１．７×１０^-3％が環境に再放出されることを示している。
これにより、チャバサイトやモルデナイトといったゼオライトをＣｓの吸着剤として用いると、Ｃｓが安定的に固定され、最終処分してもＣｓの環境への再放出が抑制される。

図１０のテーブルは、所定のＣｓ重量濃度を有する飛灰及びチャバサイトのＣｓ体積濃度を示している。
この結果から、圧縮処理法によるＣｓ汚染物の減容効果について検討する。ここでは、Ｃｓを吸着したチャバサイトを１．５ｔ/ｃｍ²の圧力で圧縮し、この圧縮処理の前後における圧縮体の密度の測定値を示している。なお、この圧縮処理における圧力は、１．５ｔ/ｃｍ²以上であることが望ましい。

チャバサイトは、圧縮処理前のかさ密度は０．８４ｋｇ／Ｌを示し、圧縮処理後の圧縮密度は１．２３ｋｇ／Ｌを示している。これにより、１３００Ｂｑ／ｋｇを示すＣｓ重量濃度を、Ｃｓ体積濃度に換算するとこの減容効果により１０９０Ｂｑ／Ｌから１５９７Ｂｑ／Ｌに向上する。

なお、飛灰におけるＣｓ体積濃度が６７３Ｂｑ／Ｌであることを鑑みると、実施例２における焼却飛灰（Ｃｓ汚染物）の体積圧縮率を評価すると、圧縮処理なしで６１．７％（＝６７３／１０９０×１００）、圧縮処理ありで４２．１％（＝６７３／１５９７×１００）という結果が得られる。

また、圧縮処理時に、バインダを加えることにより、強固で安定な中間貯蔵体が作製できる。このバインダとしては、セメント、シリカゾルといったものが挙げられる。

以上述べた少なくともひとつの実施形態の放射性セシウム汚染物の処理方法によれば、Ｃｓ汚染物に含まれる放射性セシウムを分離、濃縮、安定化することにより、環境に配慮した放射性廃棄物の最終処分が可能となる。

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、例として提示したものであり、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、組み合わせ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同様に、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ものである。

Claims (6)

1. 放射性セシウムに汚染された廃棄物を焼却処分した際の焼却排ガスに浮遊する粒子状物質を捕集する工程と、
   前記捕集した粒子状物質からなる飛灰に溶媒及び吸着剤を投入し、前記放射性セシウムを前記溶媒に溶出させてから前記吸着剤に吸着させる工程と、
   前記放射性セシウムを吸着した前記吸着剤及び前記飛灰を混合した状態で含む固相と前記放射性セシウムの除去された溶媒とを分離して回収する工程と、を含むことを特徴とする放射性セシウム汚染物の処理方法。
2. 請求項１に記載の放射性セシウム汚染物の処理方法において、
   前記溶媒は、純水、水道水、雨水、海水、河川水のうち少なくとも一種を用いることを特徴とする放射性セシウム汚染物の処理方法。
3. 請求項１又は請求項２に記載の放射性セシウム汚染物の処理方法において、
   前記溶媒と前記飛灰の液固比が２〜１００ Ｌ／ｋｇの範囲に含まれることを特徴とする放射性セシウム汚染物の処理方法。
4. 請求項１から請求項３のいずれか１項に記載の放射性セシウム汚染物の処理方法において、
   前記吸着剤は、フェロシアン化物、ゼオライト、ケイチタン酸の群から選択される少なくとも一種を用いることを特徴とする放射性セシウム汚染物の処理方法。
5. 請求項１から請求項４のいずれか１項に記載の放射性セシウム汚染物の処理方法において、
   分離回収した前記放射性セシウムの吸着物を圧縮して減容処理する工程を含むことを特徴とする放射性セシウム汚染物の処理方法。
6. 放射性セシウムに汚染された廃棄物を焼却処分した際の焼却排ガスに浮遊する粒子状物質を捕集する捕集部と、
   放射性セシウムの吸着剤を投入する吸着剤投入部と、
   前記捕集した粒子状物質からなる飛灰に溶媒と前記吸着剤とを投入して前記放射性セシウムを前記溶媒に溶出させてから前記吸着剤に吸着させる処理槽と、
   前記放射性セシウムの除去された溶媒と前記放射性セシウムを吸着した前記吸着剤及び前記飛灰を混合した状態で含む固相とを分離して回収する分離回収部と、を備えることを特徴とする放射性セシウム汚染物の処理装置。

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