JP6019439B2 - 放射性セシウム汚染物の処理方法 - Google Patents

Description

本発明は、特に福島第一原子力発電所事故により大量に発生している放射性セシウム汚染物の処理方法に関するものである。

２０１１年３月１１日に発生した福島第一原子力発電所事故により、放射性セシウムに汚染した災害廃棄物（以下、放射性セシウム汚染物）が原子力発電所の敷地内外で大量に発生している。

現在、これらの放射性セシウム汚染物の処分に関する環境省の指針として、放射能濃度が８０００Ｂｑ/ｋｇ以下のものについては一般廃棄物最終処分場において埋立処分を行い、放射能濃度が８０００Ｂｑ/ｋｇ超のものについては、放射性セシウムの挙動を適切に把握し、国によって処分の安全性が確認されるまでの間、管理型最終処分場で一時保管することが示されている（非特許文献１）。

廃棄物の減容化の観点から、可燃物については焼却処理して焼却灰とした後に、前記の埋立処分あるいは一時保管をすることが望ましい。

従来から、通常の原子力発電所内で発生する可燃性雑固体廃棄物の処理技術に関しては、本願出願人らが各種技術を開示している。例えば、非特許文献２には、原子力施設での焼却処理では、廃棄物に含まれる放射性セシウムの６９％が焼却主灰中に残存することが示されている。今回処理対象としている放射性セシウム汚染物でも同様の挙動を示すことが予想される。この場合、例えば放射能濃度８０００Ｂｑ/ｋｇの放射性セシウム汚染物を焼却すると、焼却による減重比は概ね１／１０〜１／２０程度であるため、放射能濃度は１０〜２０倍に濃縮され８００００〜１６００００Ｂｑ／kgとなる。

放射能濃度が８０００Ｂｑ/ｋｇ超となった焼却灰は、前記のように、国によって処分の安全性が確認されるまでの間、一時保管する必要があるが、その後はセメント固化あるいは溶融固化による最終処分が行われるものと予想される。このうち、特に、溶融固化は、減容・安定化の観点より優れている方式である。

しかし、従来の溶融固化技術では、溶融温度１４００〜１５００℃、溶融保持時間０．２５〜２．０時間、塩基度０．５〜１程度の条件下で、溶融固化体中に残存する放射性セシウムの残存率は５０〜７０％程度に留まり、焼却灰に含まれる放射性セシウムの一部は排ガス系に飛散してしまうため（例えば、非特許文献３）、より放射性セシウムを安定化させるため、溶融固化体中の残存率の向上が求められている。更に、放射性セシウムの付着した排ガス系の構成部材（セラミックフィルタやＨＥＰＡフィルタ等）の処理が必要となる。

非特許文献３には、セシウムの残存率は、運転温度の上昇によって低下する傾向があることが記載され、本発明者らも、溶融温度を１３５０℃程度まで低下させることによって、溶融固化体中に残存する放射性セシウムの残存率を８０％以上とすることができることを確認している。しかし、溶融温度を１３５０℃程度とすると溶融速度が半分以下となり、処理能力が低下する問題や、溶融助剤（２０％程度）の添加が必要になってコストが嵩む問題があった。

環境省 平性２３年６月２３日付け 「福島県内の災害廃棄物の処理の方針」 Ｐ.１〜１３ ｖｏｌ.３０，ｎｏ．６（１９８８）放射性固体廃棄物焼却設備の排ガス処理系における除染性能 Ｐ.４７〜５４ ｖｏｌ．４，ｎｏ．２ 原子力バックエンド研究 Ｐ.２１〜３０

本発明の目的は前記の問題を解決し、溶融温度１４００〜１６００℃、溶融保持時間０．２５〜２．０時間、塩基度０．３〜１程度の条件下で、溶融固化体中に残存する放射性セシウムの残存率を８０％以上に向上させる技術を提供することである。

上記課題を解決するためになされた本発明に係る放射性セシウム汚染物の処理方法は、放射性セシウムで汚染した可燃物の焼却灰を、硫酸アルミニウムの存在下で、１４００〜１６００℃の溶融温度で溶融し、放射性セシウム濃度を８０％以上とした溶融固化体を得ることを特徴とするものである。

請求項２記載の発明は、請求項１記載の放射性セシウム汚染物の処理方法において、放射性セシウムで汚染した可燃物に添加して焼却を行い、その焼却灰を溶融することを特徴とするものである。

請求項３記載の発明は、請求項１記載の放射性セシウム汚染物の処理方法において、放射性セシウムで汚染した可燃物の焼却灰に添加して溶融を行うことを特徴とするものである。

請求項４記載の発明は、請求項１記載の放射性セシウム汚染物の処理方法において、硫酸アルミニウムの添加量が、焼却灰の０．０５ｗｔ％以上であることを特徴とするものである。

請求項５記載の発明は、請求項１記載の放射性セシウム汚染物の処理方法において、溶融は、発熱性セラミックキャニスタを使用し、高周波誘導加熱によるインキャン方式で行うことを特徴とするものである。

本発明に係る放射性セシウム汚染物の処理方法は、放射性セシウムで汚染した可燃物の焼却灰を、融点が５００℃以上かつ、沸点または分解点が１０００℃以下の硫酸化合物である硫酸アルミニウムの存在下で、１４００〜１６００℃の溶融温度で溶融し、放射性セシウム濃度が８０％以上の溶融固化体を得ることにより、排ガス系への放射性セシウム飛散量の低減を実現している。

従来、溶融固化体中の放射性セシウム濃度を８０％以上にまで向上させるためには、溶融温度を１３５０℃程度とすると溶融速度が半分以下となり、処理能力が低下する問題や、溶融助剤（２０％程度）の添加が必要になってコストが嵩む問題が不可避的に生じていたが、本発明によれば、これらの問題を生じることなく、前記効果を奏することができる。

実施例のフロー図である。

以下に本発明の好ましい実施形態を示す。

従来知見によると、一般的な可燃物焼却時の主灰と飛灰の重量比率は、１０：１であり、更に、焼却灰を溶融処理する際の溶融固化体と飛灰の割合は１００：１程度である。

焼却、溶融により、放射性セシウムの主灰、及び溶融固化体への残存率を大幅に向上できれば、放射性セシウムを安定的に固化体中に閉じ込めることができる。

（放射性セシウムの挙動に関する検討）
福島第一原子力発電所事故により大量に発生している放射性セシウム汚染物を焼却および溶融する際の、放射性セシウムの挙動に関するデータは過去に蓄積されていないため、本発明にあたって、まず、放射性セシウムの挙動について検討を行った。

震災で発生した放射性セシウムは、事故直後には金属Ｃｓで存在するが、大気と接触後Ｃｓ_２Ｏとなり、最終的にはＣｓ_２ＣＯ_３となった後、降雨等により水中に溶け込みＣｓ_２ＣＯ_３として地上に降り注いで樹木等に付着していると想定される。そこで、セシウムの形態を、Ｃｓ_２ＣＯ_３として、焼却主灰組成を模擬した試薬（ＳｉＯ_２：ＣａＯ：Ａｌ_２Ｏ_３＝５：３：２）を調合し、溶融を模擬した温度（１５００℃）で各１時間加熱し、焼却主灰組成を模擬した試薬へのセシウム残存率を測定する試験を行った。

その結果、１５００℃での残存率は５０〜７０％と、背景技術に記載の従来知見とほぼ同等の結果が得られ、通常の溶融処理により溶融固化体中の放射性セシウム濃度を８０％以上にまで向上させることは困難であることが確認された。

Ｃｓ_２ＣＯ_３は、６１０℃で溶融し、かつ、同時に分解するという化学的性質があり、分解により、Ｃｓ_２Ｏ（４００℃で分解）またはＣｓ（沸点６７８℃）となるが、いずれも１５００℃では分解温度、沸点以上であり、理論上では溶融固体中にセシウムは残存できないはずである。しかしながら、１５００℃で上記の残存率を示している。本発明者らは、この現象を、Ｃｓ_２ＣＯ_３の分解により発生したＣｓが他の物質と化合物を作り安定化していることに起因するものと推測している。

Ｃｓ_２ＣＯ_３の分解により発生したＣｓと結合した化合物の沸点が１５００℃以上の場合、約１４００〜１５００℃の溶融処理過程において、この化合物が溶融飛灰中へ飛散することを回避し、溶融固化体中における放射性セシウム濃度を高めることができると考えられる。

本願発明者は、上記観点から、Ｃｓ_２ＣＯ_３の分解点（６１０℃）、およびＣｓの沸点（６７８℃）に近い融点あるいは分解点を持つ硫酸アルミニウム（融点７７０℃）、硫酸ナトリウム（融点８８４℃）を選定して下記の試験を行った。

（試験）
前述の焼却灰試薬に硫酸アルミニウムまたは硫酸ナトリウムを０〜１０％添加して均一に混合し、１５００℃で各１時間加熱した。硫酸アルミニウムを添加した結果を（表１）、硫酸ナトリウムを添加した結果を表２に示している。

表１に示すように、硫酸アルミニウムでは、添加率０．５ｗｔ％で残存率８１％、添加率１％で残存率８８％、添加率５％以上では残存率９０％以上となり、大幅に残存率を向上させることができた。これは、次の理由によるものと推測される。Ｃｓ_２ＣＯ_３は、６１０℃で溶融し、かつ、同時に分解するという化学的性質があり、分解により、Ｃｓ_２Ｏ（４００℃で分解）またはＣｓ（沸点６７８℃）となるが、硫酸アルミニウムを添加した場合、硫酸アルミニウムは７７０℃で溶融し、かつ、同時に分解し、分解後、前記Ｃｓ_２ＯおよびＣｓとの反応により、硫酸セシウムおよび炭酸アルミニウムを生成する。このうち、硫酸セシウムは沸点が１５００℃以上であるため、１５００℃での溶融処理を経ても、安定的に溶融固化体に残存することができる。

表２に示すように、硫酸ナトリウムでは、添加率１％で残存率８０％を達成することができた。

なお、溶融温度を１５００℃よりも低下させ（例えば、１４５０℃）、塩基度を小さくすることで、残存率を更に向上させることが可能である。

上記検討に基づき下記の条件で本発明を実施した。図１には、本実施例のフロー図を示している。

ロータリーキルンを用いて、模擬廃棄物（木材、布、紙、ポリエチレン、ゴム）を８００℃で焼却処理した。セシウムの形態は、Ｃｓ_２ＣＯ_３として模擬廃棄物にふりかけて添加した。

ロータリーキルンでは、炉内温度コントロールのために水を噴霧することもあるが、本実施例では、この水に硫酸アルミニウムを加え、０．５％濃度として炉内に連続的に噴霧供給した。この場合の硫酸アルミニウム供給量は、模擬廃棄物量に対して、０．５ｗｔ%である。ロータリーキルン式の焼却炉に、噴霧状態の硫酸アルミニウム水溶液を廃棄物に吹き付けるとともに、投入される廃棄物は、炉の回転で撹拌され、硫酸アルミニウムと十分に混合されるため、放射性セシウムを硫酸セシウムの形態に変換するのに極めて好都合である。噴霧状態の硫酸アルミニウムは、廃棄物の投入側から供給することが優先的に放射性セシウムと硫酸アルミニウムを反応させる面より望ましい。従来原子力発電所で使用されている竪型、或いは横型の固定床式焼却炉では、このように硫酸アルミニウムと廃棄物の混合ができないため、通常の廃棄物の性状では、例え、硫酸アルミニウムを供給してもロータリーキルンのような効果は得られない。

上記条件で焼却主灰を作成した。尚、比較評価のため、硫酸アルミニウムを含まないで処理した焼却主灰も作成した。

溶融は、非特許文献３に示す高周波誘導加熱式溶融炉のインキャン方式で、キャニスタは１６００℃に耐える自己発熱性のセラミックキャニスタを用いて行った。昇温前に焼却主灰６０kgをキャニスタに予投入し、約1時間かけて１５００℃に昇温した後、残りの１４０kgを２０kgずつ、合計７回バッチでキャニスタに投入した。最終投入が終了してから３０分１５００℃に保持した後、溶融炉を停止した。

キャニスタの冷却後、溶融固化体よりサンプリングし、Ｃｓ濃度を測定し、溶融固化体中のセシウム残存率を求めた。その結果、硫酸アルミニウムを含むものの残存率は８６％、硫酸アルミニウムを含まないものの残存率は６８％であった。

ここで、高周波誘導加熱インキャン方式を用いるメリットは、以下の通りある。
（メリット１）キャニスタ発熱による全体加熱方式のため、溶湯表面を加熱するバーナ加熱方式に比べ、局所的な高温部がないため、放射性セシウムが揮発しにくい。
（メリット２）比較的放射能濃度が高い焼却灰を取り扱うので、出湯操作のないインキャン方式が、運転操作、放射能飛散防止の点で優れている。
（メリット３）耐火物式の場合、耐火物の補修が必要になるが、インキャン式では、補修を必要としない。

なお、耐火物式の場合（インキャン方式でない）、１５００℃の溶融温度では、頻繁に耐火物の補修が必要であり、補修時の作業員の被曝の可能性が高まり、受け容れ難い。

本実施例では、焼却の段階で硫酸アルミニウムを添加しているが、焼却の段階で硫酸アルミニウムを添加せず、一旦焼却灰とした後、焼却灰に０．０５ｗｔ％以上の硫酸アルミニウムを添加・混練して溶融しても同等の効果が得られる。

溶融温度は１５００℃に限定されず、処理速度の低下が回避できる温度を適宜選択することができる。

最終投入が終了したのち、十分溶融するための保持時間として１４５０〜１６００℃で３０分以上保持することが望ましい。

Claims (5)

1. 放射性セシウムで汚染した可燃物の焼却灰を、硫酸アルミニウムの存在下で、１４００〜１６００℃の溶融温度で溶融し、放射性セシウム濃度を８０％以上とした溶融固化体を得ることを特徴とする放射性セシウム汚染物の処理方法。
2. 硫酸アルミニウムを、放射性セシウムで汚染した可燃物に添加して焼却を行い、その焼却灰を溶融することを特徴とする請求項１記載の放射性セシウム汚染物の処理方法。
3. 硫酸アルミニウムを、放射性セシウムで汚染した可燃物の焼却灰に添加して溶融を行うことを特徴とする請求項１記載の放射性セシウム汚染物の処理方法。
4. 硫酸アルミニウムの添加量が、焼却灰の０．０５ｗｔ％以上であることを特徴とする請求項１記載の放射性セシウム汚染物の処理方法。
5. 溶融は、発熱性セラミックキャニスタを使用し、高周波誘導加熱によるインキャン方式で行うことを特徴とする請求項１記載の放射性セシウム汚染物の処理方法。

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