JP6511358B2 - 放射性廃棄物の固化処理方法 - Google Patents

Description

本発明は、放射性廃棄物の固化処理方法に係り、特に、放射能レベルの高い高線量の放射性廃棄物を処理するのに好適な放射性廃棄物の固化処理方法に関する。

原子力施設等から発生する放射性廃棄物は、セメントまたはガラスで固化され、貯蔵、輸送及び埋設処分に適した形態に変換されている。これらの固化処理のうち、セメント固化は、放射性廃棄物をセメント及び水を用いて固化する方法であり、安価で処理が容易であるとの特徴がある。しかし、放射能レベルが高い放射性廃棄物をセメントで固化する場合には、生成された固化体に含まれる水分が放射線分解されて水素ガスを発生し、この水素が、固化体そのものに、また埋設処分後の施設に影響を及ぼす可能性がある（特開２００７−１３２７８７号公報参照）。

水分を用いないガラス固化では、放射能レベルが高い放射性廃棄物であっても水素ガスが発生する懸念はない。但し、例えば、特開２０１１−４６９９６号公報に示されるように、ガラス固化では高温での処理が必要となり、大規模な溶融設備などが必要となる。

特開昭６２−１２４４９９号公報に記載された放射性廃棄物の固化処理方法では、固体または液体の放射性廃棄物が低融点ガラス（軟化点が４００℃〜８００℃）と混合され、これらの混合物を成形焼成または加熱溶融して固化体を生成する。特開昭６２−１６５１９８号公報も、高レベル放射性廃棄物を低融点ガラスを用いて固化する高レベル放射性廃棄物の水熱固化処理法を記載する。特開昭６２−１６５１９８号公報では、低融点ガラスを高レベル放射性廃棄物の崩壊熱によって溶解し、高レベル放射性廃棄物を固化している。

固化材として低融点ガラスを用いる場合には、低融点ガラスが低温にて容易に溶融するため、大規模な溶融設備が不要となり、高線量の放射性廃棄物の固化方法として最適であると考えられる。

特開平８−２７１６９２号公報は、使用済燃料の再処理施設で発生する硝酸ナトリウムを含む放射性廃液から放射性核種を除去し、その放射性廃液から酸（硝酸）及びアルカリ（水酸化ナトリウム）を再利用のために回収する放射性廃液の処理方法を記載する。特開平８−２７１６９２号公報には、放射性核種を除去する技術として、放射性廃液に含まれる放射性核種を、放射性廃液に添加された共沈剤と共に共沈させて沈殿物として除去する共沈除去、及び放射性廃液に含まれる放射性核種をイオン交換体に吸着させて除去する放射性核種の吸着除去が記載されている。なお、酸及びアルカリの回収は、放射性核種を除去した後の廃液に含まれる中性塩を電気透析により酸とアルカリに分解することにより行われる。

特開平１−２３７４９７号公報に記載されたウラン及びプルトニウムを含む使用済核燃料を精製する方法では、電解槽内には、下部にカドミウム溶融浴が、カドミウム溶融浴の上に電解質浴が存在する。精錬される使用済核燃料（ウラン及びプルトニウム）を充填したアノード・バスケットが、電解層内において、電解質浴中さらにカドミウム溶融浴に向かって挿入される。電解質浴がウラン及びプルトニウムがアノード・バスケットからカドミウム溶融浴に溶解される。カソードが電解質浴に浸漬され、アノード・バスケットとカソードの間に電圧が印加され、カドミウム溶融浴に溶解されたウラン及びプルトニウムがカソードに析出する。

セシウム及びストロンチウムの両者を吸着する吸着剤としては、チタンケイ酸塩化合物、例えば、結晶化シリコチタネート（ＣＳＴ）が知られている（特開２０１４−２９２６９号公報及び特許第５２８５１８３号公報参照）。

特開２００７−１３２７８７号公報 特開２０１１−４６９９６号公報 特開昭６２−１２４４９９号公報 特開昭６２−１６５１９８号公報 特開平８−２７１６９２号公報 特開平１−２３７４９７号公報 特開２０１４−２９２６９号公報 特許第５２８５１８３号公報

特開２０１１−４６９９６号公報に示すように、ガラス固化では大規模な溶融設備による高温処理が必要となるため、使用済核燃料に含まれる短半減期核種のガラス固化をターゲットにした場合、短半減期核種ゆえに、約３００年間、維持することが可能であって簡素な設備で溶融可能である低融点ガラスを用いたガラス固化方法がコスト面においても好適であると考えられる。

しかし、原子力施設等で発生する放射性核種を含む放射性廃液、例えば、放射性核種を含む汚染水にはＣｓなどの高線量、短半減期の核種だけでなく、ウランなどの高線量、長半減期の放射性核種が含まれる可能性がある。低融点ガラスを用いて製造された放射性廃棄物のガラス固化体に長半減期核種（例えば、ウラン及びプルトニウム）が混入した場合、数万、数億年の間、その固化体の性能を維持できないと、発明者らは考えた。そこで、発明者らは、低融点ガラスによる固化を成立させるためには、長半減期核種を低融点ガラス固化プロセスに混入させない必要があると認識するに至った。

本発明の目的は、ガラス固化体の保管期間を短縮できる放射性廃棄物の固化処理方法を提供することにある。

上記した目的を達成する本発明の特徴は、長半減期核種及び短半減期核種を含む放射性廃液から前記長半減期核種を分離し、
その長半減期核種が除去されてその短半減期核種を含む放射性廃液を吸着剤に接触させ、短半減期核種を吸着剤に吸着させて短半減期核種を放射性廃液から分離し、
短半減期核種を吸着した、放射性廃棄物である吸着剤が充填された第１容器内にガラス原料を供給し、
第１容器内のガラス原料を加熱により溶融させてその吸着剤のガラス固化体を作製することにある。

長半減期核種及び短半減期核種を含む放射性廃液から長半減期核種を除去し、その後、放射性廃液に含まれる短半減期核種を吸着剤に吸着させて除去し、短半減期核種を吸着した吸着剤をガラス原料を用いて固化するので、ガラス原料を用いて作製されたガラス固化体の保管期間を短縮させることができる。

本発明によれば、ガラス固化体の保管期間を短縮することができる。

本発明の好適な一実施例である実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法における処理手順を示すフローチャートである。 図１に示す実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法の処理手順の詳細な処理手順を示すフローチャートである。 図１に示す処理手順における、放射性廃液に含まれる長半減期核種及び短半減期核種を除去する各工程の具体的な内容を示す説明図である。 図１に示す処理手順における、短半減期核種を吸着した吸着剤の低融点ガラスによる固化工程を示す説明図である。 長半減期核種であるウランの電位−ｐＨ図である。 短半減期核種であるセシウムの電位−ｐＨ図である。 各放射性核種における放射能の経時変化を示す特性図である。 本発明の好適な他の実施例である実施例２の放射性廃棄物の固化処理方法における、長半減期核種の分離及び短半減期核種の吸着のそれぞれの工程を示す説明図である。 本発明の実施例２の放射性廃棄物の固化処理方法における、短半減期核種を吸着した吸着剤の低融点ガラスによる固化工程を示す説明図である。 本発明の他の好適な実施例である実施例３の放射性廃棄物の固化処理方法における処理手順を示すフローチャートである。 本発明の他の好適な実施例である実施例４の放射性廃棄物の固化処理方法における処理手順を示すフローチャートである。 長半減期核種であるプルトニウムの電位−ｐＨ図である。 本発明の他の好適な実施例である実施例５の放射性廃棄物の固化処理方法における処理手順を示すフローチャートである。

発明者らは、再処理施設において使用済核燃料の再処理で発生する。Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９等の長半減期核種及びＣｓ−１３７等の短半減期核種を含む放射性廃液（例えば、Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９等）の処理に際し、長半減期核種を含まず、短半減期核種を含む放射性廃棄物を低融点ガラスで固化する方法について検討した。ここで、長半減期核種とは、Ｕ−２３５，Ｕ−２３８，Ｐｕ−２３９，Ｐｕ−２４２，Ａｍ−２４１，Ｎｐ−２３６及びＣｕ−２４６等の半減期が４０年以上の放射性核種である。また、短半減期核種とは、Ｃｓ−１３７及びＳｒ−９０等の半減期が４０年未満の放射性核種である。

前述の長半減期核種及び短半減期核種を含む放射性廃液である汚染水は、原子炉の炉心溶融により発生した溶融核燃料の冷却によっても発生する可能性がある。

発明者らは、長半減期核種（例えば、Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９等）及び短半減期核種（Ｃｓ−１３７及びＳｒ−９０等）を含む放射性廃棄物である放射性廃液の処理について検討を行った。原子力施設で発生する放射性廃棄物は、高線量の放射性核種として、Ｃｓ−１３７などの約３０年の短半減期の放射性核種からＵ−２３８などの約４５億年の長半減期の放射性核種を含んでおり、低融点ガラス（軟化点が８００℃以下）により長半減期核種と短半減期核種を一緒に固化すると、低融点ガラスでは、数万年及び数億年に亘って低融点ガラス固化体の性能を維持できない可能性がある。

このような課題を改善するための方策を、発明者らは検討した。この結果、放射性廃液に含まれる長半減期核種を除去し、その後、放射性廃液に含まれる短半減期核種を吸着剤に吸着させて除去し、短半減期核種を吸着した吸着剤をガラス固化することによって長期間に亘って埋設処分する放射性廃棄物の量を低減できることを、発明者らが新たに見出した。なお、長半減期核種の除去、及び吸着剤を用いた、短半減期核種の除去は、短半減期核種を吸着した吸着剤の、低融点ガラス（軟化点が８００℃以下）による固化処理の前処理である。また、予め長半減期核種を除去することによって、低融点ガラスを用いて短半減期核種を吸着した吸着剤を固化することができ、前述の課題を改善することができ、簡素な設備により放射性廃棄物をガラス固化することができる。

以上の検討結果を反映した本発明の放射性廃棄物の固化処理方法の実施例を以下に説明する。

本発明の好適な一実施例である実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法を、図１ないし図４を用いて以下に説明する。

例えば、万が一、電源喪失による原子力プラントの過酷事故が発生し、原子炉内の炉心の溶融が生じて燃料デブリが原子炉圧力容器の底部または原子炉格納容器の底部に落下する可能性が有る。原子炉圧力容器底部に存在する燃料デブリまたは原子炉格納容器底部に存在する燃料デブリを冷却するために、冷却水がその燃料デブリに散布される。燃料デブリの冷却のために散布されたその冷却水は、原子炉建屋内で底部に蓄えられる。

原子炉建屋内で底部に蓄えられた冷却水が、半減期が４０年未満の短半減期核種であるＣｓ−１３７（半減期：３０．１年）を含んでいることを想定する。この短半減期核種を含む冷却水を、汚染水という。

過酷事故が発生した原子力プラントの廃炉作業を行うために、燃料デブリの原子炉格納容器外への取り出しが行われる。この燃料デブリの取り出しにより、原子炉建屋内の汚染水にＵ−２３８（半減期：約４４億６８００万年）などの長半減期核種が含まれる可能性がある。燃料デブリの取り出し作業において、この汚染水に、半減期が４０年以上の長半減期核種であるＵ−２３８が含まれることを想定する。

実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法を、原子炉建屋内の放射性廃液である汚染水放射性廃液である汚染水を対象にして説明する。

まず、図１に基づいて本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法の概要について説明する。本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法は、図１に示すように、放射性廃液（汚染水）からの長半減期核種の分離（ステップＳ１）、吸着剤による短半減期核種の吸着（ステップＳ２）及び短半減期核種を吸着した吸着剤のガラス固化（ステップＳ３）の各工程を含んでいる。

放射性廃液から長半減期核種を分離する（ステップＳ１）。原子炉建屋内に存在する放射性廃液である、長半減期核種（例えば、Ｕ−２３８）及び短半減期核種（例えば、Ｃｓ−１３７）を含む汚染水から長半減期核種を分離する、すなわち、除去する。

短半減期核種を吸着剤に吸着させて除去する（ステップＳ２）。長半減期核種が除去された汚染水を吸着剤に接触させることにより、汚染水に含まれる短半減期核種を吸着剤に吸着させる。汚染水に含まれる短半減期核種が吸着剤によって除去される。

吸着剤をガラス固化する（ステップＳ３）。短半減期核種を吸着した吸着剤をガラス原料、具体的には、低融点ガラス原料（軟化点が８００℃以下）と共に固化容器内に充填する。短半減期核種から放出される放射線により発生する熱を利用して低融点ガラス原料を溶融させ、低融点ガラスの溶融物が固化容器内の、短半減期核種を吸着した吸着剤の間の隙間に流入する。固化容器内でこの低融点ガラスの溶融物が固化することにより、ガラス固化体が作製される。

上記した本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法を、図２、図３及び図４を用いて以下に具体的に説明する。

放射性廃液から長半減期核種を分離する（ステップＳ１）。放射性廃液である汚染水からの長半減期核種の分離は、汚染水からの長半減期核種の除去である。長半減期核種であるＵ−２３８を含む汚染水を対象にしたステップＳ１の工程は、図２に示すように、ステップＳ１Ａ及びＳ１Ｂの各工程を含んでいる。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法に用いられる放射性廃棄物固化処理装置は、ステップＳ１Ａ，Ｓ１Ｂ及び後述のステップＳ２の各工程の実施に用いられる長半減期核種除去装置及び短半減期核種吸着装置を有しており、図３を用いて説明する。

長半減期核種除去装置は、酸供給装置３、放射性廃液容器８、アルカリ供給装置９、アノード電極１１、カソード電極１２及び可変抵抗器２３を有する。酸供給装置３が、弁３６を設けた酸供給配管４によって放射性廃液容器８に連絡される。また、アルカリ供給装置９が、弁３８を設けたアルカリ供給配管１０によって放射性廃液容器８に連絡される。弁７が設けられた放射線廃液供給管５が放射性廃液容器８に接続される。ｐＨ計３７が放射性廃液容器８に設置される。アノード電極１１及びカソード電極１２が、放射性廃液容器８内に配置される。アノード電極１１が配線１４Ａによって電源１２に接続され、カソード電極１２が配線１４Ｂによって電源１２に接続される。開閉スイッチ１３及び可変抵抗器２３が配線１４Ａに接続される。

短半減期核種吸着装置は、吸着剤（例えば、ゼオライト）２０を内部に充填する固化容器１９を有する。放射性廃液容器８の底部に接続された配管１６が、上方より固化容器１９内に挿入されて固化容器１９に連絡される。ポンプ１８及び弁１７が配管１６に設けられる。弁２２が設けられた廃液排出管２１が、固化容器１９の底部に取り外し可能に接続される。廃液排出管２１の一端部に取り付けられたフランジ（図示せず）が、固化容器１９の底部の外面に設けられてそのフランジと対向する接続部材にねじにより取り付けられる。この接続部材には、固化容器１９内に連絡されて廃液排出管２１に連絡される貫通孔（廃液排出口）が形成される。固化容器１９内の吸着剤２０の排出を防ぐ金網（図示せず）が、この貫通孔を覆って固化容器１９内の底面に取り付けられる。

放射性廃液に酸を注入し、放射性廃液に含まれる長半減期核種をイオン化させる（ステップＳ１Ａ）。原子炉建屋内の放射性廃液である汚染水２が、弁７を開いて放射線廃液供給管５を通して放射性廃液容器８内に所定量供給される。このとき、ポンプ１８が停止されており、弁１７が閉じている。放射性廃液容器８に供給される汚染水２は、長半減期核種であるＵ−２３８及び短半減期核種であるＣｓ−１３７を含む。放射性廃液容器８への汚染水２の供給が停止された後、弁３６を開き、酸水溶液、例えば、硫酸水溶液を、酸供給装置３から酸供給配管４を通して放射性廃液容器８内の汚染水２に注入する（図３の（Ａ）参照）。酸としては、硫酸の代わりに塩酸を用いてもよい。硫酸水溶液が注入される放射性廃液容器８内の汚染水２のｐＨは、ｐＨ計３７で測定される。硫酸水溶液の注入は、汚染水２に含まれる長半減期核種であるＵ−２３８をイオン化するためである。Ｕ−２３８をイオン化するためには、ｐＨを調節すると共に、放射性廃液容器８内の汚染水２の電位Ｅｈを調節する必要がある。この電位Ｅｈの調節は、開閉スイッチ１３を閉じ、可変抵抗器２３を操作してアノード電極１１とカソード電極１２の間に印加する電圧を調節し、カソード電極１２の表面の電位Ｅｈを調節することによって行われる。Ｕ−２３８は、図５に示すように、電位Ｅｈが、例えば、０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥで領域２（ｐＨ１．５以下）においてイオン化されてＵ⁴⁺になる。領域２は、長半減期核種であるＵ−２３８がイオン化する領域である。カソード電極１２の表面の電位Ｅｈを０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに調節した状態で、ｐＨ計３７で測定された、汚染水２のｐＨが、例えば、１．０になるまで、放射性廃液容器８内の汚染水２に酸供給装置３から硫酸水溶液が注入される。カソード電極１２の表面の電位Ｅｈを０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥになっているとき、放射性廃液容器８内の汚染水２の電位Ｅｈも０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥになっている。ｐＨ計３７で測定されたｐＨが１．０になったとき、弁３６が閉じられ、酸供給装置３から放射性廃液容器８への硫酸水溶液の供給が停止される。汚染水２に含まれたＵ−２３８、すなわち、ＵＯ₂は、硫酸水溶液の注入により（１）式の反応を生じ、Ｕ⁴⁺を生成する。

ＵＯ₂＋４Ｈ⁺ → Ｕ⁴⁺＋２Ｈ₂Ｏ …（１）
このため、放射性廃液容器８内の汚染水２は、Ｕ−２３８から生成されたＵ⁴⁺を含んでいる。

放射性廃液にアルカリを注入し、そして、放射性廃液内の長半減期核種を分離する（ステップＳ１Ｂ）。カソード電極１２の表面の電位Ｅｈを前述の０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに保持して、弁３８を開き、アルカリ水溶液、例えば、水酸化ナトリウム水溶液を、アルカリ供給装置９からアルカリ供給配管１０を通して放射性廃液容器８内の汚染水２に注入する（図３の（Ａ）参照）。アルカリとしては、水酸化ナトリウムの代わりに水酸化カリウムを用いてもよい。水酸化ナトリウム水溶液が注入される放射性廃液容器８内の汚染水２のｐＨは、ｐＨ計３７Ｂで測定される。アルカリ水溶液、具体的には、水酸化ナトリウム水溶液の、放射性廃液容器８内の汚染水２への注入により、この汚染水２のｐＨが増加する。汚染水２のｐＨが、汚染水２の電位Ｅｈが０Ｖｖｓ．ＳＨＥであるときにＵ−２３８がＵＯ₂として析出するｐＨである１．５以上、例えば、５．０になるまで放射性廃液容器８内の汚染水２に水酸化ナトリウム水溶液が注入される。ｐＨ計３７Ａで測定されたｐＨが５．０になったとき、弁３８が閉じられ、アルカリ供給装置９から放射性廃液容器８への水酸化ナトリウム水溶液の供給が停止される。

カソード電極１２の表面の電位Ｅｈが０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに保持されて汚染水２のｐＨが５．０であるため、汚染水２に含まれるＵ−２３８が、（２）式の反応により、析出物質１５であるＵＯ₂としてカソード電極１２の表面に析出する（図３の（Ｂ）参照）。これは、カソード電極１２の表面において、図５に示される領域１の条件が満たされるからである。領域１は、Ｕ−２３８が析出する領域である。

Ｕ⁴⁺＋２Ｈ₂Ｏ → ＵＯ₂＋４Ｈ⁺ …（２）
なお、ステップＳ１Ａ（長半減期核種のイオン化）及びステップＳ１Ｂ（長半減期核種の分離）の各工程において、アノード電極１１とカソード電極１２の間における電圧の印加は、カソード電極１２の表面における電位が細い破線で示された水の安定化領域の下限と細い破線で示された水の安定化領域の上限の間に存在する水の安定化領域（図５参照）の電位となるように、行われる。特に、ステップＳ１Ａ（長半減期核種のイオン化）においてＵ−２３８をイオン化する場合には、汚染水のｐＨはＵ−２３８がイオン化する図５に示された領域２のｐＨの下限とｐＨの上限の範囲内のｐＨに、及びカソード電極１２の表面の電位は、その領域２の電位の下限と電位の上限の範囲内の電位（水の安定化領域内の電位）に調節すればよい。また、ステップＳ１Ｂ（長半減期核種の分離）においてＵ−２３８を分離する場合には、汚染水のｐＨはＵ−２３８が析出する図５に示された領域１のｐＨの下限とｐＨの上限の範囲内のｐＨに、及びカソード電極１２の表面の電位は、Ｕ−２３８が析出する図５に示された領域１の電位の下限と電位の上限の範囲内の電位に調節すればよい。

ＵＯ₂がカソード電極１２の表面に析出するとき、汚染水２に含まれるＣｓ−１３７は、図６に示すように、水の安定化領域においては汚染水のｐＨにかかわらずイオン状態にあり、カソード電極１２の表面に析出しない。

カソード電極１２の表面に析出した析出物質１５（ＵＯ₂）が所定の厚みになったとき、開閉スイッチ１３を開いて配線１４Ｂをカソード電極１２から外した後に、析出物質１５が付着したカソード電極１２が、放射性廃液容器８から外部に取り出される。その後、新しいカソード電極１２が、放射性廃液容器８内に挿入されて放射性廃液容器８内の汚染水２に浸漬される。新しいカソード電極１２に配線１４Ｂが接続され、開閉スイッチ１３が閉じられる。放射性廃液容器８内の汚染水２に含まれるＵ−２３８が、析出物質１５であるＵＯ₂として新しいカソード電極１２の表面に析出する。放射性廃液容器８内の汚染水２に浸漬されたカソード電極１２の交換は、汚染水２に含まれるＵ−２３８が、所定濃度以下に低減されるまで、好ましくは、なくなるまで継続して行われる。上記したように、汚染水２に含まれるＵ−２３８は、電析によってカソード電極１２の表面に析出させることができ、汚染水２から分離される。

なお、放射性廃液容器８から取り出されてＵＯ₂が付着されたカソード電極１２は、高レベル廃棄物であり、所定の保管場所における所定期間の保管、または低融点ガラスではない高い軟化点を有するガラスを用いた従来のガラス固化が実施される（ステップＳ５）。

放射性廃液容器８に供給される汚染水２がウラン同位体であるＵ−２３５等を含んでいる場合には、このウラン同位体は、ステップＳ１Ａにおいてイオン化されてＵ⁴⁺になり、ステップＳ１Ｂにおいて、Ｕ−２３８と同様に、カソード電極１２の表面に析出物質１５であるＵＯ₂として析出する。

短半減期核種を吸着剤に吸着させる（ステップＳ２）。長半減期核種（Ｕ−２３８）が分離された、放射性廃液容器８内の汚染水２は、弁１７を開いてポンプ１８を駆動することにより、吸着剤（例えば、ゼオライト）２０が充填された固化容器１９に供給される。セシウムを吸着する吸着剤２０として、ゼオライトの代わりにカリックスを用いてもよい。このとき、弁２２が開いている。例えば、１００ｋｇの吸着剤２０が固化容器１９内に充填されている。固化容器１９に供給された汚染水２は、固化容器１９内に充填された吸着剤２０の層を通過する際に、吸着剤２０と接触する。このとき、汚染水２に含まれる短半減期核種であるＣｓ−１３７が、吸着剤２０に吸着され、汚染水２から除去される（図３の（Ｃ）参照）。その吸着剤２０の層を通過した汚染水２は、廃液として、放射性廃液容器８から廃液排出管２１に排出される。この廃液は、長半減期核種及び短半減期核種が分離されて放射能レベルが低減されており、廃液排出管２１を通して貯蔵タンク（図示せず）に導かれて貯蔵される（ステップＳ４）。放射性廃液容器８から排出されたその廃液は、トリチウム（半減期：１２．３２年）を含んでいるため、その貯蔵タンク内で所定期間貯蔵される。

固化容器１９内の吸着剤２０の、Ｃｓ−１３７を吸着する性能が低下したとき、この固化容器１９が、所定量の新しい吸着剤２０を充填した新しい固化容器１９と交換される。吸着剤２０の吸着性能の低下は、固化容器１９の外側に設置した放射線検出器（図示せず）により測定した線量率に基づいて判定される。Ｃｓ−１３７の吸着性能が低下した吸着剤２０を有する固化容器１９を新しい固化容器１９と交換するとき、ポンプ１８を停止して弁１７を閉じ、放射性廃液容器８から固化容器１９への汚染水２の供給を停止する。吸着性能が低下した吸着剤２０を有する固化容器１９内への汚染水２の供給が停止された後も、この固化容器１９内の吸着剤２０により浄化された汚染水２である廃水が廃液排出管２１に排出される。廃水が、全て、固化容器１９から排出された後、廃液排出管２１の一端部に取り付けられたフランジが固化容器１９の底部の外面から取り外される。このフランジが取り外されたたとき、封鎖板がその固化容器１９の底部の外面に取り付けられて、その固化容器１９の底部に形成された廃液排出口が塞がれる（図３の（Ｄ）参照）。

上記の新しい固化容器１９の底部に廃液排出管２１の一端部に取り付けられたフランジが取り付けられ、廃液排出管２１がその新しい固化容器１９に連絡される。配管１６もこの固化容器１９に連絡される。そして、弁１７が開いてポンプ１８が駆動され、放射性廃液容器８内のＣｓ−１３７を含む汚染水２がその新しい固化容器１９内に供給される。このＣｓ−１３７は固化容器１９内の吸着剤２０に吸着されて除去される。放射性廃液容器８内の、長半減期核種が除去された汚染水２がなくなるまで、固化容器１９の交換が必要回数行われる。

放射性廃液容器８内の汚染水２が全て排出された後、弁１７が閉じられて弁７が開けられる。新たな汚染水２が放射性廃液容器８内に供給される。そして、ステップＳ１Ａ，Ｓ１及びＢＳ２の各工程が実施される。

吸着剤のガラス固化体を作製する（ステップＳ３）。廃液排出管２１が取り外されて封鎖板が底部に取り付けられた固化容器１９内の、短半減期核種を吸着して吸着性能が低下した吸着剤２０が、低融点ガラスにより固化される。なお、短半減期核種を吸着している吸着剤２０は放射性廃棄物である。そのようなガラス固化体の作製を、図４を用いて説明する。ステップＳ３の工程では、放射性廃棄物である吸着剤が充填された固化容器１９内への低融点ガラスのガラス原料の供給、及び固化容器１９の断熱化処理によるガラス原料の溶融が行われる。

ステップＳ２でＣｓ−１３７を吸着した１００ｋｇの吸着剤２０が充填され、内部の廃水が排出された固化容器１９が、ガラス原料タンク２９の真下まで移動される。ガラス原料タンク２９内のガラス原料３２であるソーダ石灰ガラス（軟化点：約７００℃）を、ガラス原料タンク２９に接続されたガラス原料供給管３０を通して固化容器（第１容器）１９内に１００ｋｇ供給する。このソーダ石灰ガラスの固化容器１９内への供給は、ガラス原料供給管３０に設けられた弁３１を開くことにより行われる。低融点ガラス（軟化点が８００℃以下）のガラス原料３２として、ソーダ石灰ガラスの代わりに、ホウケイ酸ガラス（軟化点：約８００℃）、バナジウム系ガラス（軟化点：約３００℃）、リン酸ガラス（軟化点：３３０℃）及びケイ酸チタニウムガラス（軟化点：５３０℃）のいずれか一種を用いてもよい。

次に、固化容器１９の断熱化処理によるガラス原料３２であるソーダ石灰ガラスの溶融について説明する。

放射性廃棄物である、Ｃｓ−１３７を吸着した吸着剤２０、及びガラス原料３２を充填した固化容器１９は、上端が開放された状態で、断熱容器（第２容器）３４内に収納される。断熱容器３４は上端部に着脱可能な蓋３４Ａを有しており、固化容器１９を断熱容器３４内に収納するときには、この蓋３４Ａが取り外されて断熱容器３４が上方に向かって開放されている。この状態で、固化容器１９を上方より断熱容器３４内に入れる。その後、蓋３４Ａを断熱容器３４の上端部に取り付け、固化容器１９を収納している断熱容器３４を密封する。断熱容器３４及び蓋３４Ａは、断熱材である、例えば、グラスウールを有している。密封された断熱容器３４内にはこの断熱容器３４及び蓋３４Ａによって断熱された断熱領域が形成され、吸着剤２０及びガラス原料３２を充填した固化容器１９はこの断熱領域に配置される。

断熱容器３４は、金属製の外側容器（図示せず）及び外側容器内に配置された内側容器（図示せず）の二重構造になっており、グラスウールを、外側容器と内側容器の間の環状の領域及び外側容器の底部と内側容器の底部の間に充填して構成される。外側容器と内側容器の間の環状の領域の上端は、外側容器及び内側容器のそれぞれの上端に取り付けられたリング状の封鎖板によって封鎖されている。蓋３４Ａは、グラスウールを金属製の中空の筺体（図示せず）内に充填して構成される。

本実施例における断熱化処理に用いられる断熱容器３４及び蓋３４Ａに用いられるグラスウールを、繊維系の断熱材であるセルロースファイバー、炭化コルク、ウレタンフォーム、フェノールフォーム及びポリスチレンフォーム、及び多孔質系断熱材であるケイ酸カルシウムボードのいずれかに変えてもよい。

その後、密封された断熱容器３４内に収納された固化容器１９の断熱化処理が実施される。断熱化処理は、固化容器１９の熱が外部に逃げることを抑制する処理を意味する。断熱化処理されている固化容器１９内において、内部に充填された吸着剤２０に吸着されたＣｓ−１３７から放出される放射線に基づいて熱（崩壊熱）が発生する。この崩壊熱は、蓋３４Ａで密封された断熱容器３４によって外部に放熱されることが抑制され、蓋３４Ａで密封された断熱容器３４内に蓄積される。この崩壊熱により、固化容器１９内のガラス原料３２（ソーダ石灰ガラス）が加熱されて溶融する。

固化容器１９が断熱容器３４及び蓋３４Ａによって取り囲まれているため、固化容器１９、及び固化容器１９内の吸着剤２０及びガラス原料３２が、その崩壊熱によって加熱される。この固化容器１９内の加熱された吸着剤２０及びガラス原料３２のそれぞれの温度は、固化容器１９内の位置によって不均一にならなくほぼ一様になる。

例えば、放射性廃棄物である吸着剤２０に吸着されている、放射性核種であるＣｓ−１３７は１壊変当たりに約１．１５ＭｅＶのエネルギーの放射線（ガンマ線）を放出する。この放射線が、固化容器１９内の吸着剤２０及びガラス原料（ソーダ石灰ガラス）３２に吸収され、熱エネルギー（崩壊熱）に変化する。固化容器１９内に充填された吸着剤２０は１０¹⁶ＢｑのＣｓ−１３７を含んでいるため、それぞれのＣｓ−１３７から放出される放射線が、すべて、固化容器１９内の吸着剤２０及びガラス原料３２に吸収された場合には、１．１５ＭｅＶ×１０¹⁶Ｂｑ＝１．１５Ｅ２２ｅＶ／ｓ、すなわち、１８４０Ｊ／ｓの発熱速度の熱エネルギーが得られる。吸着剤（Ｃｓ−１３７を吸着しているゼオライト）２０及びガラス原料（ソーダ石灰ガラス）３２の混合物の比熱が０．５Ｊ／（ｇ・Ｋ）であるとき、吸着剤２０及びガラス原料３２のそれぞれの温度は１時間で約６６℃上昇する。この温度上昇により、ガラス原料３２であるソーダ石灰ガラスが、溶融して吸着剤２０の間の隙間に流入する。好ましくは、吸着剤２０が充填された固化容器１９内にガラス原料３２を充填した後、吸着剤２０及びガラス原料３２を撹拌機により混合すると良い。

断熱容器３４及び蓋３４Ａを通して外部にいくらかの熱が逃げるため、実際の固化容器１９の内部の温度上昇速度は、６６℃／ｈよりも低下する。しかしながら、時間の経過と共に昇温は継続され、ガラス原料３２が全て溶融する。この結果、ガラス原料３２であるソーダ石灰ガラスの溶融物が、吸着剤２０の間の隙間に充填される。吸着剤２０が溶融されたガラス原料３２により一体化されたガラス固化物３３が固化容器１９内に存在するガラス固化体３５が作製される。ガラス固化体３５が作製された後、蓋３４Ａを取り外すことによって、このガラス固化体３５が、断熱容器３４から取り出されて蓋（図示せず）を取り付けて密封され、廃棄体として所定の保管場所（図示せず）に一時的に保管される。

低融点ガラスであるソーダ石灰ガラスの固化により作製されたガラス固化体３５は、この線量が一般廃棄物の線量（約１０¹²Ｂｑ）に低下するまで、その保管場所に保管される。Ｃｓ−１３７を吸着した吸着剤を含むガラス固化体３５は、一般廃棄物の線量に低減されるまで、図７に示すように、約３００年間を要する。ガラス固化体３５は、約３００年間の間、上記の保管場所に保管される。

本実施例では、吸着剤２０及びガラス原料３２が充填された固化容器１９が、蓋３４Ａで密封された断熱容器３４で取り囲まれているため、吸着剤２０に吸着された放射性核種（Ｃｓ−１３７）が崩壊して放出される放射線が断熱容器３４内の断熱領域に配置された吸着剤２０及びガラス原料３２に吸収されて生じる熱エネルギー（崩壊熱）によって、吸着剤２０及びガラス原料３２が加熱される。このため、断熱領域に存在する吸着剤２０及びガラス原料３２に加熱ムラが生じなく、固化容器１９内の吸着剤２０及びガラス原料３２はより均一な温度になる。このため、固化容器１９の高温での腐食が抑えられ、しかも、放射性廃棄物である吸着剤２０の均一なガラス固化体３５が得られる。このガラス固化体３５は安定である。

固化容器１９内の吸着剤２０に吸着された放射性核種（Ｃｓ−１３７）の崩壊によって生じる放射線の吸収により生じる熱エネルギーによって吸着剤２０及びガラス原料３２が加熱されるため、本実施例では、特開２０１１−４６９９６号公報に記載された放射性廃棄物のガラス固化のように、ガラス原料３２を溶融する溶融設備が不要になる。すなわち、簡素なシステムで、放射性廃棄物である吸着剤２０をガラス原料３２により固化することができる。

本実施例では、長半減期核種が除去された汚染水２を放射性廃液容器８から固化容器１９に供給するため、長半減期核種が固化容器１９内の吸着剤２０に吸着されることはなく、短半減期核種が吸着剤２０に吸着される。このように、長半減期核種を汚染水２から除去することにより、この吸着剤２０をソーダ石灰ガラスで固化して作製されたガラス固化体３５には長半減期核種が含まれないので、低融点ガラスを用いて作製されたガラス固化体３５の保管期間を、例えば、約３００年に著しく短縮することができる。さらに、本実施例によれば、保管期間経過後においてそのガラス固化体３５を一般廃棄物として処分することができる。本実施例で作製されたガラス固化体３５によれば、ガラス固化体３５の放射能レベルを一般廃棄物として処分可能な放射能レベルに低下させるまでに要する、このガラス固化体３５に対する保管期間が、長半減期核種を含むガラス固化体の埋設期間よりも著しく短縮させることができる。

本実施例によれば、ガラス固化体３５が長半減期核種を含まないので、低融点ガラスであるソーダ石灰ガラスを含むガラス固化体３５の健全性をその保管期間に亘って維持することができる。このため、その保管期間（約３００年）において、ガラス固化体３５に含まれる放射性核種、具体的には、短半減期核種（例えば、Ｃｓ−１３７）の外部への放出を避けることができる。すなわち、本実施例によれば、低融点ガラスを用いてガラス固化体３５を作製することができ、一般廃棄物として処分できるようになるまで低融点ガラスを用いて作製されたガラス固化体３５を健全な状態で保管することができる。

本実施例では、短半減期核種を吸着した吸着剤２０、及び低融点ガラスを含むガラス固化体３５を作製するので、１万年以上に亘って地中深く埋設処分が必要となる、長半減期核種を含むガラス固化体の量が低減される。

放射性廃液容器８に供給された汚染水２に含まれる長半減期核種であるＵ−２３８が安定な酸化物として存在している可能性がある。このため、本実施例では、汚染水２のｐＨを低下させて汚染水２に含まれる長半減期核種をイオン化させているので、分離したい長半減期核種を完全にイオン化させることができ、その後の汚染水２のｐＨの増加により、カソード電極１２の表面に長半減期核種（例えば、Ｕ−２３８）を確実に析出させることができ、汚染水２から長半減期核種を分離することができる。

本実施例では、長半減期核種が除去された汚染水２を、吸着剤２０が充填された固化容器１９に供給され、固化容器１９内で汚染水２に含まれる短半減期核種（例えば、Ｃｓ−１３７）を吸着剤２０に吸着させるので、実施例２のように、短半減期核種を吸着した吸着剤２０を廃棄物タンク２５内に移送し、さらに、廃棄物タンク２５から固化容器２８内に充填するという操作が不要になり、ガラス固化体３５の作製が容易になる。

本実施例では、長半減期核種のイオン化（ステップＳ１Ａ）及び長半減期核種の分離（ステップＳ１Ｂ）の各工程においてカソード電極１２の表面における電位が、水の安定化領域内の電位に調節されるため、水素の発生を抑制することができ、且つ汚染水２のｐＨが変化する可能性もなく、長半減期核種の汚染水２からの分離を容易に行うことができる。カソード電極１２の表面における電位が水の安定化領域下限の電位よりも低い場合には、汚染水２から水素が発生し、カソード電極１２の表面における電位が水の安定化領域上限の電位よりも高い場合には、酸素の還元反応が生じて汚染水２中にＯＨ^-が生成され、汚染水２のｐＨが変化する可能性がある。本実施例では、カソード電極１２の表面における電位が水の安定化領域内の電位に調節されるため、それらの問題が生じない。

本発明の他の好適な実施例である実施例２の放射性廃棄物の固化処理方法を、図８及び図９を用いて以下に説明する。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法も、実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法と同様に、図２に示されるステップＳ１Ａ，Ｓ１Ｂ，Ｓ２，Ｓ３，Ｓ４及びＳ５の各工程が実施される。しかしながら、本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法は、実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法と、ステップＳ３の低融点ガラスを用いたガラス固化体３５の作成方法が異なっている。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法に用いられる放射性廃棄物固化処理装置（図８参照）は、実施例１で用いられる放射性廃棄物固化処理装置と短半減期核種吸着装置が異なっている。本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法に用いられる放射性廃棄物固化処理装置の長半減期核種除去装置は、図８に示すように、実施例１で用いられる放射性廃棄物固化処理装置のそれと同じ構成を有する。

本実施例で用いられる短半減期核種吸着装置は、図８に示すように、実施例１で用いられる短半減期核種吸着装置において固化容器１９を核種吸着槽２４に替えた構成を有する。核種吸着槽２４の容積は固化容器１９の容積よりも大きく、核種吸着槽２４内に充填された吸着剤２０は固化容器１９内に充填されたその量よりも多い。ポンプ１８及び弁１７が設けられた配管１６が、放射性廃液容器８の底部に接続され、上方より核種吸着槽２４内に挿入されて核種吸着槽２４に連絡される。弁２２が設けられた廃液排出管２１が、核種吸着槽２４の底部に接続される。

本実施例において、放射性廃液容器８に供給される汚染水２は、長半減期核種であるＵ−２３８及び短半減期核種であるＣｓ−１３７をそれぞれ含んでいる。本実施例でも、実施例１と同様に、放射性廃液容器８を含む長半減期核種除去装置を用いてステップＳ１Ａ（長半減期核種のイオン化）及びステップＳ１Ｂ（長半減期核種の分離）の各工程が実施される。ステップＳ１Ｂの実施によりＵＯ₂が付着したカソード電極１２は、放射性廃液容器８から取り出され、高レベル廃棄物であるこのカソード電極１２は、従来のガラス固化等が実施される（ステップＳ５）。

ステップＳ２において、長半減期核種（Ｕ−２３８）が分離された、放射性廃液容器８内の汚染水２は、配管１６を通して、吸着剤（例えば、ゼオライト）２０が充填された核種吸着槽２４に供給される。このとき、廃液排出管２１の弁２２は開いている。核種吸着槽２４内の吸着剤２０の層内を流れる汚染水２はその層内の吸着剤２０に接触し、汚染水２に含まれる短半減期核種（Ｃｓ−１３７）が吸着剤２０に吸着されて除去される。短半減期核種が除去されて核種吸着槽２４から排出された廃液は、廃液排出管２１を通して貯蔵タンク（図示せず）に導かれて貯蔵される（ステップＳ４）。核種吸着槽２４内の吸着剤２０の、Ｃｓ−１３７を吸着する性能が低下したとき、ポンプ１８が停止されて弁１７が閉じられ、放射性廃液容器８から核種吸着槽２４への汚染水２の供給が停止される。核種吸着槽２４から廃液排出管２１への排水の排出が完全に終了した後、弁２２が閉じられる。

吸着剤のガラス固化体を作製する（ステップＳ３）。核種吸着槽２４への汚染水２の供給が停止され、核種吸着槽２４から廃液排出管２１への排水の排出が終了した後、短半減期核種を吸着した吸着剤２０が、核種吸着槽２４から取り出され、廃棄物タンク２５（図９参照）内に移送される。廃棄物タンク２５内に移送された吸着剤２０、及び低融点ガラスであるソーダ石灰ガラスを用いてガラス固化体３５が作製される。

このガラス固化体３５の作製を、図９を用いて具体的に説明する。空の固化容器２８を、放射性廃棄物である、Ｃｓ−１３７を吸着した吸着剤２０が蓄えられた廃棄物タンク２５の下方に配置する。廃棄物タンク２５内のＣｓ−１３７を１０¹⁶Ｂｑ含む高線量の吸着剤２０を、仕切弁２７を開いて廃棄物供給管２６を通して固化容器２８内に１００ｋｇ供給する。その後、実施例１と同様に、吸着剤２０が充填された固化容器２８に、ガラス原料タンク２９からガラス原料３２であるソーダ石灰ガラスを１００ｋｇ供給する。吸着剤２０及びガラス原料３２を充填した固化容器２８は断熱容器３４内に収納され、断熱容器３４は蓋３４Ａで密封される。断熱容器３４内で固化容器２８の断熱化処理が実施され、吸着剤２０に吸着されたＣｓ−１３７から放出された放射線に基づいて発生する熱（崩壊熱）により、固化容器２８内のガラス原料３２（ソーダ石灰ガラス）が溶融される。溶融したガラス原料３２が吸着剤２０の間の隙間に充填され、そのガラス原料３２の固化によりガラス固化体３５が作製される。

本実施例は、汚染水２に含まれる短半減期核種（例えば、Ｃｓ−１３７）を固化容器１９内で吸着剤２０に吸着させることによって得られる効果を除いて、実施例１で生じる各効果を得ることができる。

本発明の他の好適な実施例である実施例３の放射性廃棄物の固化処理方法を、図１０を用いて以下に説明する。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法は、実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法においてステップＳ１ＢをステップＳ１Ｂ’に替えた固化処理方法である。本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法では、実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法で実施されるステップＳ１Ａ，Ｓ２，Ｓ３，Ｓ４及びＳ５の各工程が実施される。本実施例で実施されるステップＳ１の工程は、ステップＳ１Ａ及びＳ１Ｂ’の各工程を含んでいる。なお、本実施例では、実施例１で用いられる図３に示す長半減期核種除去装置及び短半減期核種吸着装置を有する放射性廃棄物固化処理装置が用いられる。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法で実施される、実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法と異なるステップＳ１Ｂ’について詳細に説明する。

ステップＳ１Ａ（長半減期核種のイオン化）において、カソード電極１２の表面の電位Ｅｈを０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに調節し、硫酸水溶液の注入により放射性廃液容器８内の汚染水２のｐＨを１．０に調節する。汚染水２に含まれるＵ−２３８がイオン化されてＵ⁴⁺になる。

電位制御により、放射性廃液内の長半減期核種を分離する（ステップＳ１Ｂ’）。汚染水２のｐＨを１．０に保持し、可変抵抗器２３の操作によりアノード電極１１とカソード電極１２の間に印加される電圧を制御し、カソード電極１２の表面の電位Ｅｈを、ｐＨ１．０における水の安定化領域内の電位である、例えば、０．５Ｖｖｓ．ＳＨＥに調節する。この０．５Ｖｖｓ．ＳＨＥは、ｐＨ１．０における、領域２の上限の電位である約０．１５Ｖｖｓ．ＳＨＥよりも高い電位である。この結果、汚染水２に含まれるＵ⁴⁺がＵＯ₂［２＋］になり、カソード電極１２の表面にＵＯ₂として析出する。カソード電極１２の表面に析出した析出物質１５（ＵＯ₂）が所定の厚みになったとき、このカソード電極１２が、前述したように、新しいカソード電極１２に取り換えられ、汚染水２からのＵの分離が継続される。なお、ステップＳ１Ｂ’の工程では、実施例１のステップＳ１Ｂの工程のように、放射性廃液容器８内の汚染水２へのアルカリ水溶液（例えば、水酸化ナトリウム水溶液）の注入が行われない。

汚染水２からのＵの分離が終了した後、実施例１と同様に、固化容器１９内の吸着剤２０への短半減期核種（Ｃｓ−１３７）の吸着（ステップＳ２）、及び吸着剤のガラス固化体の作製（ステップＳ３）の各工程が実施される。

本実施例は実施例１で生じる各効果を得ることができる。本実施例は、カソード電極１２の表面への長半減期核種の析出を、汚染水２のｐＨの増加ではなく、カソード電極１２の表面の電位の増加によって行っているため、カソード電極１２の表面への長半減期核種の析出を実施例１よりも短時間に行うことができる。すなわち、汚染水２からの長半減期核種の除去に要する時間を短縮することができる。

本発明の他の好適な実施例である実施例４の放射性廃棄物の固化処理方法を、図１１を用いて以下に説明する。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法は、実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法においてステップＳ１ＡをステップＳ１Ａ’に替え、さらに、ステップＳ１Ｃの工程を追加した固化処理方法である。本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法では、実施例１の放射性廃棄物の固化処理方法で実施されるステップＳ１Ｂ，Ｓ２，Ｓ３，Ｓ４及びＳ５の各工程も実施される。本実施例で実施されるステップＳ１の工程は、ステップＳ１Ａ’，Ｓ１Ｂ及びＳ１Ｃの各工程を含んでいる。なお、本実施例では、実施例１で用いられる図３に示す長半減期核種除去装置及び短半減期核種吸着装置を有する放射性廃棄物固化処理装置が用いられる。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法を具体的に説明する。

放射性廃液に酸を注入し、放射性廃液に含まれる長半減期核種をイオン化させる（ステップＳ１Ａ’）。放射線廃液供給管５を通して放射性廃液容器８に供給される汚染水２が長半減期核種、例えば、Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９（半減期：約２４０００年）を含むため、本実施例では、Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９のそれぞれがイオン化される。

図５に示すＵの電位−ｐＨ図は電位が０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥであればｐＨ１．５以下でＵ−２３８がイオン化されてＵ⁴⁺になることを示しており、図１２に示すＰｕの電位−ｐＨ図は電位が０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥであればｐＨ５．０以下でＰｕ−２３９がイオン化されてＰｕ³⁺になることを示している。このため、Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９の両方をイオン化するためには、電位が０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥであるとき、汚染水のｐＨを１．５以下にすればよい。

アノード電極１１とカソード電極１２の間に印加する電圧を調節し、カソード電極１２の表面の電位を０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに調節する。そして、硫酸水溶液を酸供給装置３から放射性廃液容器８内の、Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９を含む汚染水２に注入し、汚染水２のｐＨを、１．５以下、例えば、１．０にする。この結果、Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９のそれぞれがイオン化され、汚染水２中においてＵ−２３８がＵ⁴⁺になり、Ｐｕ−２３９がＰｕ³⁺になる。ｐＨ１．５以下のｐＨは、長半減核種であるＵ−２３８及びＰｕ−２３９のそれぞれがイオン化される第１のｐＨである。

その後、実施例１と同様に、ステップＳ１Ｂの工程が実施され、長半減期核種であるＵ−２３８が汚染水２から分離される。ステップＳ１Ｂでは、Ｕ−２３８をカソード電極１２の表面に析出させるために、カソード電極１２の表面の電位を０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに調節し、汚染水２のｐＨを、Ｕ−２３８がＵＯ₂として析出してＰｕ−２３９が析出しないｐＨの範囲、すなわち、１．５を超えて５．０以下の範囲内のｐＨ、例えば、３．０に調節する。このｐＨ３．０は、汚染水２のｐＨ３．０の調節は、アルカリ供給装置９から放射性廃液容器８内の汚染水２に注入する水酸化ナトリウ水溶液の注入量を制御することによって行われ、汚染水２のｐＨが３．０になったとき、汚染水２への水酸化ナトリウ水溶液の注入を停止する。この結果、ＵＯ₂が汚染水２に浸漬されているカソード電極１２の表面に析出し、汚染水２からＵ−２３８が分離される。このとき、Ｐｕはカソード電極１２の表面に析出しない。カソード電極１２を交換しながら、カソード電極１２の表面へのＵＯ₂の析出、すなわち、Ｕ−２３８の分離を継続して実施する。

ところで、汚染水２に含まれる一種類の長半減期核種（例えば、Ｕ−２３８)が析出して汚染水２に含まれる他の種類の長半減期核種（例えば、Ｐｕ−２３９)が析出しないｐＨの範囲、すなわち、１．５を超えて５．０以下の範囲内のｐＨは、前者の長半減期核種（Ｕ−２３８）が析出するときの汚染水２のｐＨ（第２のｐＨ）及び後者の長半減期核種（Ｐｕ−２３９）が析出するときの汚染水２のｐＨ（第２のｐＨ）のうち最も低い第２のｐＨである。本実施例では、Ｕ−２３８の分離が、汚染水２のｐＨを第２のｐＨのうち最も低い第２のｐＨである、例えば、３．０にして電位が０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥであるカソード電極１２の表面にＵＯ₂を析出させることにより行われる。

放射性廃液にアルカリを注入し、そして、放射性廃液内の他の長半減期核種を分離する（ステップＳ１Ｃ）。カソード電極１２の表面へのＵＯ₂の析出が終了した後、新しいカソード電極１２を放射性廃液容器８内の汚染水２に浸漬させる。可変抵抗器２３の操作によりこのカソード電極１２の表面の電位を０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに保持した状態で、放射性廃液容器８内の汚染水２への水酸化ナトリウ水溶液の注入を開始し、汚染水２のｐＨを、Ｐｕ−２３９がＰｕＯ₂として析出させる５．０よりも大きい、例えば、７．０まで上昇させる。汚染水２のｐＨが７．０になったとき、汚染水２への水酸化ナトリウ水溶液の注入を停止する。汚染水２に含まれるＰｕ−２３９は、ＰｕＯ₂になってカソード電極１２の表面に析出する。このようにして、汚染水２からＰｕ−２３９が分離される。汚染水２に含まれるＰｕ−２３９がなくなるまで、カソード電極１２を交換しながら、カソード電極１２の表面へのＰｕＯ₂の析出、すなわち、Ｐｕ−２３９の分離を継続して実施する。

汚染水に含まれる二種類の長半減期核種（Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９）のそれぞれが析出するｐＨの範囲、すなわち、５．０よりも大きい範囲内のｐＨは、汚染水に含まれる複数種類の長半減期核種のうちの一つの長半減期核種（Ｕ−２３８）が析出するときの汚染水２のｐＨ（第２のｐＨ）及び複数種類の長半減期核種のうちの他の長半減期核種（Ｐｕ−２３９）が析出するときの汚染水２のｐＨ（第２のｐＨ）のうち二番目に低い第２のｐＨである。本実施例では、Ｐｕ−２３９を含むＰｕＯ₂の分離が、汚染水２のｐＨを二番目に低い第２のｐＨである、例えば、７．０にして電位が０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥであるカソード電極１２の表面にＰｕＯ₂を析出させることにより行われる。

ステップＳ１Ｂ及びＳ１Ｃの各工程で発生したＵＯ₂が表面に付着したカソード電極１２及びＰｕＯ₂が表面に付着したカソード電極１２のそれぞれは、高レベル廃棄物であり、所定の保管場所における所定期間の保管、または低融点ガラスではない高い軟化点を有するガラスを用いた従来のガラス固化が実施される（ステップＳ５）。

ステップＳ１Ｃの工程が終了した後、実施例１と同様に、ステップＳ２，Ｓ３及びＳ４の各工程が実施される。

本実施例は実施例１で生じる各効果を得ることができる。さらに、本実施例は、汚染水２に複数種類の長半減期核種が含まれている場合でも、これらの長半減期核種を汚染水２から容易に分離することができ、短半減期核種を吸着した吸着剤２０を含むガラス固化体３５を容易に作製することができる。本実施例は、長半減期核種であるウラン及びプルトニウムを別々に汚染水２から分離しているので、分離したウラン及びプルトニウムのそれぞれを、カソード電極１２の表面に付着させた状態で高レベル廃棄物として埋設処分するのではなく、核燃料物質として燃焼度０Ｇｗｄ／ｔの燃料集合体を製造するために再利用することができる。

なお、分離したウラン及びプルトニウムのそれぞれを、カソード電極１２の表面に付着させた状態で高レベル廃棄物として埋設処分する場合には、本実施例のようにステップＳ１Ｂ及びＳ１Ｃの各工程を実施するのではなく１つに合わせ、例えば、ステップＳ１Ｂの工程において、ウラン及びプルトニウムのそれぞれを一つのカソード電極１２の表面に析出させてもよい。すなわち、ステップＳ１Ａ’の工程が終了してＵ−２３８及びＰｕ−２３９のそれぞれがイオン化されてＵ⁴⁺及びＰｕ³⁺として含まれている汚染水２のｐＨを、カソード電極１２の表面の電位が０．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに保持されている状態で、水酸化ナトリウム水溶液の注入によって、例えば７．０まで増加させる。汚染水２のｐＨが７．０のとき、一つのカソード電極１２の表面には、ＵＯ₂及びＰｕＯ₂の両方の物質が析出物質１５として析出される。ＵＯ₂及びＰｕＯ₂の両方の物質が析出物質１５としてカソード電極１２の表面に析出されるので、実施例４の図１１に示される、放射性廃棄物の固化処理方法の手順を簡素化することができる。この例では、ＵＯ₂及びＰｕＯ₂の両者のカソード電極１２の表面への析出を、前述の第２のｐＨのうち最も高い第２のｐＨである、例えば、７．０にすることによって行っている。

本実施例は、核燃料再処理施設において核燃料の再処理により発生する廃液（ウラン及びプルトニウムを含む）の固化処理に対して適用することができる。

原子炉圧力容器底部に存在する燃料デブリまたは原子炉格納容器底部に存在する燃料デブリの取り出し作業が実施中において、燃料デブリに含まれる、ウラン及びプルトニウム以外のマイナーアクチニド（ネプチニウム、アメリシウム及びキュリウム）もウラン及びプルトニウムも汚染水２中に放出される可能性がある。ウラン、プルトニウム、ネプチニウム、アメリシウム及びキュリウムを含む汚染水２を対象にした、本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法の適用について説明する。

ステップＳ１Ａ’では、電位Ｅｈを０．０ｖｓ．ＳＨＥにしてウラン、プルトニウム、ネプチニウム、アメリシウム及びキュリウムを含む汚染水２のｐＨを硫酸水溶液の注入により１．０にする。このとき、汚染水２中において、ウラン、プルトニウム、ネプチニウム、アメリシウム及びキュリウムのそれぞれがイオン化される。ウランがＵ⁴⁺に、プルトニウムがＰｕ³⁺に、ネプチニウムがＮｐ³⁺に、アメリシウムがＡｍ³⁺に、さらにキュリウムがＣｍ³⁺になる。その後、ステップＳ１Ｂにおいて汚染水２のｐＨが３．０に上昇されると、カソード電極１２の表面にＵＯ₂及びＮｐＯ₂がそれぞれ析出する。ステップＳ１Ｃの実施により、汚染水２のｐＨが７．０に上昇されると、交換されたカソード電極１２の表面にＰｕＯ₂が析出する。汚染水２のｐＨが１２．０に上昇されると、再度交換されたカソード電極１２の表面にＡｍ（ＯＨ）₃及びＣｍ（ＯＨ）₃がそれぞれ析出する。このようにして、ウラン、プルトニウム、ネプチニウム、アメリシウム及びキュリウムのそれぞれが分離される。そして、汚染水２からステップＳ２及びＳ３の各工程が実施される。

本発明の他の好適な実施例である実施例５の放射性廃棄物の固化処理方法を、図１３を用いて以下に説明する。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法は、実施例４の放射性廃棄物の固化処理方法においてステップＳ１Ｂを実施例３で実施されるステップＳ１Ｂ’に替え、さらに、ステップＳＣ１をステップＳ１Ｃ’に替えた固化処理方法である。本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法では、実施例４の放射性廃棄物の固化処理方法で実施されるステップＳ１Ａ’，Ｓ２，Ｓ３，Ｓ４及びＳ５の各工程が実施される。本実施例で実施されるステップＳ１の工程は、ステップＳ１Ａ’，Ｓ１Ｂ’及びＳ１Ｃ’の各工程を含んでいる。本実施例で実施されるステップＳ１の工程は、実施例３で実施されるステップＳ１の工程の概念をウラン及びプルトニウムを含む汚染水２に適用したものである。なお、本実施例では、実施例１で用いられる図３に示す長半減期核種除去装置及び短半減期核種吸着装置を有する放射性廃棄物固化処理装置が用いられる。

本実施例の放射性廃棄物の固化処理方法のステップＳ１Ａ’では、実施例４と同様に、汚染水２に含まれるウラン及びプルトニウムのそれぞれが、イオン化されてＵ⁴⁺及びＰｕ³⁺になる。その後、ステップＳ１Ｂ’の工程では、汚染水２のｐＨを１．０に保持して、カソード電極１２の表面の電位Ｅｈを０．５Ｖｖｓ．ＳＨＥに増加する。実施例３と同様に、汚染水２に含まれるＵ⁴⁺がＵＯ₂［２＋］になり、カソード電極１２の表面にＵＯ₂として析出する。必要に応じてカソード電極１２を交換しながら、カソード電極１２の表面にＵＯ₂を析出させる。汚染水２からウランが分離される。

汚染水２に含まれる一種類の長半減期核種（例えば、Ｕ−２３８)が析出して汚染水２に含まれる他の種類の長半減期核種（例えば、Ｐｕ−２３９)が析出しないカソード電極１２の電位の範囲、すなわち、汚染水２のｐＨが１．０であるときの０．１５Ｖｖｓ．ＳＨＥを超えて０．９５Ｖｖｓ．ＳＨＥ以下の範囲内のその電位は、前者の長半減期核種（Ｕ−２３８）が析出するときのカソード電極１２の第２電位及び後者の長半減期核種（Ｐｕ−２３９）が析出するときのカソード電極１２の第２電位のうち最も低い第２電位である。本実施例では、Ｕ−２３８の分離が、カソード電極１２の実際の電位である第１電位を、上記の第２電位のうち最も低い第２電位である、例えば、０．５Ｖｖｓ．ＳＨＥにしてカソード電極１２の表面にＵＯ₂を析出させることにより行われる。

次に、電位制御により、放射性廃液内の他の長半減期核種を分離する（ステップＳ１Ｃ’）。汚染水２のｐＨをステップＳ１Ａ’及びＳ１Ｂ’の各工程と同様に、１．０に保持し、可変抵抗器２３の操作によりアノード電極１１とカソード電極１２の間に印加される電圧を制御し、カソード電極１２の表面の電位Ｅｈを、ｐＨ１．０における水の安定化領域内の電位である、例えば、１．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに調節する。この１．０Ｖｖｓ．ＳＨＥは、ｐＨ１．０における、図２に示される領域２の上限の電位である約０．９Ｖｖｓ．ＳＨＥよりも高い電位である。この結果、汚染水２に含まれるＰｕ³⁺がＰｕＯ₂［２＋］になり、カソード電極１２の表面にＰｕＯ₂として析出する。カソード電極１２の表面に析出した析出物質１５（ＰｕＯ₂）が所定の厚みになったとき、このカソード電極１２が、前述したように、新しいカソード電極１２に取り換えられ、汚染水２からのＰｕの分離が継続される。なお、ステップＳ１Ｃ’の工程では、ステップＳ１Ｂ’の工程のように、放射性廃液容器８内の汚染水２へのアルカリ水溶液（例えば、水酸化ナトリウム水溶液）の注入によるｐＨの上昇が行われない。このように、汚染水２からＰｕが分離される。

汚染水に含まれる二種類の長半減期核種（Ｕ−２３８及びＰｕ−２３９）のそれぞれが析出するカソード電極１２の電位の範囲、すなわち、汚染水２のｐＨが１．０であるときの０．９５Ｖｖｓ．ＳＨＥを超えて１．１６Ｖｖｓ．ＳＨＥ以下の範囲内のその電位は、前者の長半減期核種（Ｕ−２３８）が析出するときのカソード電極１２の第２電位及び後者の長半減期核種（Ｐｕ−２３９）が析出するときのカソード電極１２の第２電位のうち二番目に低い第２電位である。本実施例では、Ｐｕ−２３９の分離が、カソード電極１２の実際の電位である第１電位を、上記の第２電位のうち二番目に低い第２電位である、例えば、０．５Ｖｖｓ．ＳＨＥにしてカソード電極１２の表面にＰｕＯ₂を析出させることにより行われる。本実施例におけるカソード電極１２の表面の電位は、水の安定化領域下限の電位と水の安定化領域上限の電位の範囲内の電位に調節される。

汚染水２からのＵ及びＰｕのそれぞれの分離が終了した後、実施例４と同様に、固化容器１９内の吸着剤２０への短半減期核種（Ｃｓ−１３７）の吸着（ステップＳ２）、及び吸着剤のガラス固化体の作製（ステップＳ３）の各工程が実施される。

本実施例は実施例４で生じる各効果を得ることができる。

本実施例において、ステップＳ１Ｂ’の工程で、汚染水２のｐＨを１．０に保持し、カソード電極１２の表面の電位を１．０Ｖｖｓ．ＳＨＥに調節してもよい。この結果、ＵＯ₂及びＰｕＯ₂のそれぞれが一つのカソード電極１２の表面に析出する。ＵＯ₂及びＰｕＯ₂の両方の物質が析出物質１５としてカソード電極１２の表面に析出されるので、実施例５の図１３に示される、放射性廃棄物の固化処理方法の手順を簡素化することができる。この例では、ＵＯ₂及びＰｕＯ₂の両者のカソード電極１２の表面への析出を、前述の第２電位のうち最も高い第２電位である、例えば、１．０Ｖｖｓ．ＳＨＥにすることによって行っている。

実施例２で行われる、核種吸着槽２４内に充填された吸着剤２０によるＣｓ−１３７の吸着及び図９に示される低融点ガラスを用いたガラス固化体３５の作製は、前述の実施例３ないし５に適用してもよい。

汚染水２がＳｒ−９０（半減期：２８．９０年）を含んでいる場合には、Ｓｒを吸着する吸着剤２０として二酸化マンガンを使用する。また、汚染水２がＣｓ−１３７及びＳｒ−９０を含んでいるときには、吸着剤２０としてＣｓ−１３７及びＳｒ−９０を吸着するチタンケイ酸塩化合物、例えば、結晶化シリコチタネート（ＣＳＴ）を使用する。吸着剤２０として二酸化マンガンを使用する場合には、ステップＳ２において、汚染水２に含まれる短半減期核種であるＳｒ−９０を吸着により除去することができる。また、吸着剤２０としてチタンケイ酸塩化合物を使用する場合には、ステップＳ２において、汚染水２に含まれる短半減期核種であるＣｓ−１３７及びＳｒ−９０のそれぞれを吸着により除去することができる。

２…汚染水（放射性廃液）、３…酸供給装置、８…放射性廃液容器、９…アルカリ供給装置、１１…アノード電極、１２…カソード電極、１３…開閉スイッチ、１５…析出物質、１９，２８…固化容器（第１容器）、２０…吸着剤、２４…核種吸着槽、２５…廃棄物タンク、２９…ガラス原料タンク、３２…ガラス原料、３４…断熱容器（第２容器）、３５…ガラス固化体。

Claims (14)

1. 長半減期核種及び短半減期核種を含む放射性廃液から前記長半減期核種を分離し、
   前記長半減期核種が除去されて前記短半減期核種を含む前記放射性廃液を吸着剤に接触させ、前記短半減期核種を前記吸着剤に吸着させて前記短半減期核種を前記放射性廃液から分離し、
   前記短半減期核種を吸着した、放射性廃棄物である前記吸着剤が充填された第１容器内にガラス原料を供給し、
   前記第１容器内の前記ガラス原料を加熱により溶融させて前記吸着剤のガラス固化体を作製し、
   前記長半減期核種の分離は、前記放射性廃液のｐＨを低下させて前記放射性廃液に含まれる前記長半減期核種をイオン化し、その後、前記放射性廃液のｐＨを増加させて前記放射性廃液に浸漬された電極の表面に前記長半減期核種を析出させることによって行われることを特徴とする放射性廃棄物の固化処理方法。
2. 前記放射性廃液に複数種類の前記長半減期核種が含まれているとき、前記長半減期核種のイオン化が、前記複数種類の長半減期核種が全てイオン化される第１のｐＨまで前記放射性廃液のｐＨを低下させることによって行われ、前記長半減期核種の析出が、前記放射性廃液のｐＨを、前記電極の表面にそれぞれの前記長半減期核種が析出するときの前記放射性廃液の第２のｐＨのうち最も低い前記第２のｐＨから増加させて前記複数種類の長半減期核種を別々に前記電極の表面に析出させることによって行われる請求項１に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
3. 前記放射性廃液に複数種類の前記長半減期核種が含まれているとき、前記長半減期核種のイオン化が、前記複数種類の長半減期核種が全てイオン化される第１のｐＨまで前記放射性廃液のｐＨを低下させることによって行われ、前記長半減期核種の析出が、前記放射性廃液のｐＨを、前記電極の表面にそれぞれの前記長半減期核種が析出するときの前記放射性廃液の第２のｐＨのうち最も高い前記第２のｐＨまで増加させて前記複数種類の長半減期核種を前記電極の表面に析出させることによって行われる請求項１に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
4. 長半減期核種及び短半減期核種を含む放射性廃液から前記長半減期核種を分離し、
   前記長半減期核種が除去されて前記短半減期核種を含む前記放射性廃液を吸着剤に接触させ、前記短半減期核種を前記吸着剤に吸着させて前記短半減期核種を前記放射性廃液から分離し、
   前記短半減期核種を吸着した、放射性廃棄物である前記吸着剤が充填された第１容器内にガラス原料を供給し、
   前記第１容器内の前記ガラス原料を加熱により溶融させて前記吸着剤のガラス固化体を作製し、
   前記長半減期核種の分離は、前記放射性廃液のｐＨを低下させて前記放射性廃液に含まれる前記長半減期核種をイオン化し、その後、前記放射性廃液に浸漬された電極の電位を増加させて前記長半減期核種を前記電極の表面に析出させることによって行われることを特徴とする放射性廃棄物の固化処理方法。
5. 前記放射性廃液に複数種類の前記長半減期核種が含まれているとき、前記長半減期核種のイオン化が、前記複数種類の長半減期核種が全てイオン化されるｐＨまで前記放射性廃液のｐＨを低下させることによって行われ、前記長半減期核種の析出が、前記電極の実際の前記電位である第１電位を、前記電極の表面にそれぞれの前記長半減期核種が析出するときの前記電極の第２電位のうち最も低い前記第２電位から増加させて前記複数種類の長半減期核種を別々に前記電極の表面に析出させることによって行われる請求項４に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
6. 前記放射性廃液に複数種類の前記長半減期核種が含まれているとき、前記長半減期核種のイオン化が、前記複数種類の長半減期核種が全てイオン化されるｐＨまで前記放射性廃液のｐＨを低下させることによって行われ、前記長半減期核種の析出が、前記電極の表面の実際の前記電位である第１電位を、前記電極の表面にそれぞれの前記長半減期核種が析出するときの前記電極の第２電位のうち最も高い前記第２電位まで増加させて前記複数種類の長半減期核種を前記電極の表面に析出させることによって行われる請求項４に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
7. 前記電極の電位を、水の安定化領域下限の電位と前記水の安定化領域上限の電位の範囲内で制御する請求項４ないし６のいずれか１項に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
8. 前記放射性廃液のｐＨの低下は、前記放射性廃液に酸を注入することによって行われる請求項１ないし７のいずれか１項に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
9. 前記放射性廃液のｐＨの増加は、前記放射性廃液にアルカリを注入することによって行われる請求項１ないし３のいずれか１項に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
10. 前記吸着剤及び前記ガラス原料が内部に存在する前記第１容器を第２容器内の断熱領域に配置し、
    前記第１容器内の前記ガラス原料の溶融が、前記断熱領域内で、前記短半減期核種から放出される放射線により発生する熱で、前記断熱領域に存在する前記第１容器内の前記吸着剤及び前記ガラス原料を加熱することによって行われる請求項１ないし９のいずれか１項に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
11. 前記短半減期核種を含む前記放射性廃液と前記吸着剤の接触が、前記吸着剤が充填された前記第１容器に前記短半減期核種を含む前記放射性廃液を供給することによって行われ、前記ガラス原料の前記第１容器への供給が、前記吸着剤を充填した前記第１容器から前記放射性廃液を排出した後に行われる請求項１ないし１０のいずれか１項に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
12. 前記短半減期核種を吸着した前記吸着剤の前記第１容器内への充填が、前記第１容器への前記ガラス原料の供給の前に行われる請求項１ないし１０のいずれか１項に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
13. 前記ガラス原料として軟化点が８００℃以下の低融点ガラスを用いる請求項１ないし１２のいずれか１項に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。
14. 前記短半減期核種が４０年未満の半減期を有する放射性核種であり、前記長半減期核種が４０年以上の半減期を有する放射性核種である請求項１ないし１３のいずれか１項に記載の放射性廃棄物の固化処理方法。

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