JP7284722B2

JP7284722B2 - 放射性廃液の処理方法

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Publication number: JP7284722B2
Application number: JP2020014361A
Authority: JP
Inventors: 覚堤口; 剛伊藤
Original assignee: Hitachi GE Nuclear Energy Ltd
Current assignee: Hitachi GE Nuclear Energy Ltd
Priority date: 2020-01-31
Filing date: 2020-01-31
Publication date: 2023-05-31
Anticipated expiration: 2040-01-31
Also published as: JP2021120661A

Description

本発明は、放射性廃液の処理方法に係り、特に、原子力プラントから発生した廃樹脂の洗浄で発生した放射性廃液の処理に適用するのに好適な放射性廃液の処理方法に関する。

原子力プラントの原子炉冷却材浄化系、燃料プール冷却材浄化系等から発生するセルロース系のろ過助材、イオン交換樹脂等を含むフィルタスラッジその他の放射性有機廃棄物は、貯蔵タンクに長期間貯蔵保管されている。これらの放射性有機廃棄物は、原子力プラントの運転に伴って定常的に発生する。放射性有機廃棄物の保管スペースを確保するためには、現在貯蔵中の放射性有機廃棄物の体積を効率的に減らす減容処理技術が必要となる。

イオン交換樹脂は、スチレン・ジビニルベンゼンを基材としており、化学的に安定であるため、長期間安全に貯蔵することが可能である。しかしながら、その安定性のために分解処理が難しく、イオン交換樹脂を減容する場合には、通常、高温での熱分解処理が必要となる。

熱分解処理、及び熱分解処理以外の方法で放射性有機廃棄物を減容する方法が知られており、それらの減容方法の一部が、特開２０１５－６４３３４号公報に記載されている。この特開２０１５－６４３３４号公報には、放射性有機廃棄物を減容するだけでなく、さらに、放射性有機廃棄物に含まれる放射性物質の濃度を低減することができる減容方法が記載されている。特開２０１５－６４３３４号公報に記載された減容方法では、具体的には、有機酸を含む水溶液（有機酸水溶液）によって、放射性有機廃棄物に含まれているクラッド（コバルト６０等の放射性核種、酸化鉄等を含む）をコバルト６０等の放射性核種と共に溶解し、有機酸塩を含む水溶液（有機酸塩水溶液）によって、放射性有機廃棄物、例えば、廃樹脂であるイオン交換樹脂に吸着されている放射性核種（コバルト６０、セシウム１３７等）をイオン交換樹脂から溶離させる。さらに、クラッド（酸化鉄等）の溶解に用いられた有機酸水溶液に含まれる有機酸、及び放射性核種を溶離する際に用いられた有機酸塩水溶液に含まれる有機酸塩のそれぞれをオゾン等により分解し、有機酸及び有機酸塩の分解後に残留する、放射性核種を含む廃液を乾燥粉体化し、得られた放射性核種を含む粉体を固形化剤（セメント等）により固化処理する。

特開２０１９－７０５８１号公報に記載された汚染水処理方法は、汚染水を弱アルカリ性とするｐＨ緩衝工程、及びｐＨ緩衝工程の後に、汚染水に含まれる放射性核種を吸着除去する放射性核種吸着除去工程を含み、放射性核種吸着工程の前に、汚染水に含まれるナトリウムがカルシウムに対して過剰となるように、汚染水の水質を制御する。

特開２００２－２５７９８０号公報に記載された核燃料の再処理方法は、フッ化処理工程及び溶媒抽出工程を含んでいる。フッ化処理工程では、原子炉から取り出された使用済燃料集合体に含まれる核燃料物質にフッ素を接触させ、核燃料物質に含まれるウランをフッ素と反応させて揮発性のＵＦ₆に変換させる。核燃料物質に含まれるウランの一部もしくは大部分をＵＦ₆として揮発除去した後、残ったウラン、及びプルトニウムを、溶媒抽出工程において回収する。溶媒抽出工程は、硝酸を含む溶解液によって残留する核燃料物質を溶解する溶解工程、トリブチルリン酸（ＴＢＰ）を含む抽出液を溶解された核燃料物質を含む溶解液に接触させ、溶解液に含まれるウラン及びプルトニウムを抽出液側に移行させる共除染工程、及び抽出されたウラン及びプルトニウムを含む抽出液を硝酸濃度が低い硝酸水溶液と接触させ、抽出液に含まれるウラン及びプルトニウムを硝酸水溶液側に移行させる逆抽出工程を含んでいる。

原子力プラントの原子炉の炉心には、多数の燃料集合体が装荷されている。各燃料集合体は、被覆管内に核燃料物質を充填した複数の燃料棒を有する。炉心には、冷却材、具体的には冷却水が供給され、この冷却水は燃料集合体内の燃料棒内の核燃料物質の核分裂によって発生する熱で加熱される。原子炉内を流れる冷却水の一部は、原子炉冷却材浄化系に設けられる浄化装置に供給され、冷却水に含まれる放射性核種が浄化装置によって除去される。

沸騰水型原子力プラントにおいては、原子炉内の冷却水を供給する原子炉冷却材浄化系の浄化系配管に設けられた浄化装置で、冷却水の浄化が行われる（特開２０１８－４８８３１号公報参照）。その浄化装置の内部には、冷却水を浄化するイオン交換樹脂が存在する。加圧水型原子力プラントにおいても、原子炉内の冷却水を浄化する原子炉冷却材浄化系が設けられ、この原子炉冷却材浄化系には、イオン交換樹脂が内部に存在する浄化装置が設けられる。

また、特開２０１４－６６６４７号公報は、放射性物質を含む液を吸着材に接触させることにより、放射性物質を吸着材に吸着させて、さらに吸着材を含む液をクロスフローろ過して、放射性物質を吸着した吸着材と吸着処理後の液を分離する方法が記載される。

特開２０１５－６４３３４号公報特開２０１９－７０５８１号公報特開２００２－２５７９８０号公報特開２０１８－４８８３１号公報特開２０１４－６６６４７号公報

もし、炉心に装荷されている燃料集合体に含まれる燃料棒の被覆管が、万が一、破損した場合には、燃料棒内の核燃料物質、すなわち、ウラン（Ｕ）、アメリシウム（Ａｍ）、プルトニウム（Ｐｕ）、ネプツニウム（Ｎｐ）及びキュリウム（Ｃｍ）等のα核種であるアクチノイドが冷却水中に漏洩する。それらのα核種を含む冷却水が原子炉冷却材浄化系の浄化装置に導かれ、それぞれのα核種がその浄化装置内のイオン交換樹脂によって除去される。α核種の半減期は、超半減期である。

α核種を吸着している、廃樹脂であるイオン交換樹脂に、特開２０１５－６４３３４号公報に記載されているように、有機酸水溶液及び有機酸塩水溶液を順次接触させて、イオン交換樹脂に含まれているクラッドを溶解し、イオン交換樹脂に吸着されている放射性核種を溶離させる。このとき、そのイオン交換樹脂によって除去されたα核種も、溶離されて有機酸水溶液及び有機酸塩水溶液のそれぞれの中に移行する。

α核種を含む有機酸水溶液に含まれる有機酸及びα核種を含む有機酸塩水溶液に含まれる有機酸塩を分解して除去し、その後、α核種が残留する水溶液を濃縮すると、超半減期のα核種を含む放射性廃棄物が多量に発生する。超半減期のα核種を含む放射性廃棄物の発生量を低減することが望ましい。

特開２０１４－６６６４７号公報に記載された方法では、放射性物質を含む液を吸着材に接触させているが、放射性物質を含む液の水質によっては、吸着材で放射性物質を吸着しても、十分に吸着しきれずに、吸着材を分離した後の液に放射性物質がある程度残ることがある。

本発明の目的は、放射性廃液に含まれるα核種を除去するα核種除去装置をコンパクトにすることができる放射性廃液の処理方法を提供することにある。

上記した本発明の特徴は、α核種及び鉄イオンを含む放射性廃液にｐＨ調整剤を注入してその放射性廃液の水質を調整することにより、放射性廃液内で鉄イオンからα核種を吸着する鉄化合物を生成し、放射性廃液に含まれるα核種が、生成された鉄化合物に吸着されて放射性廃液から除去されることにある。

放射性廃液にｐＨ調整剤を注入してその放射性廃液の水質を調整することにより、放射性廃液内で生成された鉄化合物が、放射性廃液に含まれるα核種を吸着してα核種を放射性廃液から除去するため、放射性廃液に含まれるα核種を低減することができる。α核種濃度が低減された放射性廃液がα核種除去装置内に供給されることにより、α核種除去装置内で使用されるα核種吸着材の量が低減されるので、α核種除去装置をコンパクトにすることができる。

好ましくは、鉄化合物によってα核種の濃度が低減された放射性廃液を、α核種吸着材が内部に存在するα核種除去装置に供給することが望ましい。

好ましくは、鉄化合物によってα核種の濃度が低減されてα核種除去装置に供給される放射性廃液にα核種吸着材を注入し、α核種除去装置から排出されてα核種を吸着している鉄化合物及びα核種吸着材である固形分を放射性廃液から除去することが望ましい。

本発明によれば、放射性廃液に含まれるα核種を除去するα核種除去装置をコンパクト化することができる。

本発明の好適な一実施例である、沸騰水型原子力プラントで発生する放射性有機廃棄物の処理に適用される実施例１の放射性廃液の処理方法の手順を示すフローチャートである。実施例１の放射性廃液の処理方法を実行する放射性廃液処理システムの一例の構成図である。図２に示す廃液分解装置の詳細構成図である。図２に示す水質調整装置及びα核種除去装置の詳細構成図である。図４に示す水質調整装置の他の例の詳細構成図である。図４に示す水質調整装置のさらに他の例の詳細構成図である。本発明の好適な他の実施例である、沸騰水型原子力プラントで発生する放射性有機廃棄物の処理に適用される実施例３の放射性廃液の処理方法に用いられる、図４に示す水質調整装置の上流に鉄イオン注入装置を配置した放射性廃液処理システムの他の構造例の詳細構成図である。図５に示す水質調整装置の上流に鉄イオン注入装置を配置した放射性廃液処理システムの他の構造例の詳細構成図である。放射性廃液におけるＵ濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨの影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＵ濃度に及ぼす放射性廃液の炭素濃度の影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＵ濃度に及ぼす放射性廃液の酸化還元電位の影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＰｕ濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨの影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＰｕ濃度に及ぼす放射性廃液の炭素濃度の影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＰｕ濃度に及ぼす放射性廃液の酸化還元電位の影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＮｐ濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨの影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＮｐ濃度に及ぼす放射性廃液の炭素濃度の影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＮｐ濃度に及ぼす放射性廃液の酸化還元電位の影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＡｍ濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨの影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＡｍ濃度に及ぼす放射性廃液の炭素濃度の影響を示す説明図である。放射性廃液におけるＡｍ濃度に及ぼす放射性廃液の酸化還元電位の影響を示す説明図である。放射性廃液におけるα核種の濃度低減に有効な水質調整方法を示す説明図である。鉄水酸化物を生成する鉄の電位－ｐＨ図である。鉄酸化物を生成する鉄の電位－ｐＨ図である。放射性廃液に含まれるα核種の、異なる複数の除去方法のそれぞれに対応した、α核種除去装置から排出された放射性廃液におけるα核種の残留率を示す説明図である。水質調整実施時においてα核種除去装置から排出された放射性廃液におけるα核種の濃度に及ぼす放射性廃液の鉄濃度の影響を示す説明図である。 α核種吸着材のサイズによるα核種の吸着量の違いを示す説明図である。本発明の好適な他の実施例である、沸騰水型原子力プラントで発生する放射性有機廃棄物の処理に適用される実施例４の放射性廃液の処理方法を実行する放射性廃液処理システムの一例の構成図である。本発明の好適な他の実施例である、核燃料処理に適用される実施例５の放射性廃液の処理方法の手順を示すフローチャートである。実施例３の放射性廃液の処理方法を実行する放射性廃液処理システムにおける水質調整装置及びα核種除去装置の詳細構成図である。

放射性有機廃棄物である陽イオン交換樹脂に吸着されているα核種を含む放射性核種の脱離によって発生した、α核種を含む放射性廃液にｐＨ調整剤を注入し、α核種及びｐＨ調整剤を含む放射性廃液を、α核種吸着材が存在するα核種除去装置に供給し、α核種除去装置内でα核種吸着材によって放射性廃液に含まれるα核種を除去する放射性廃液の処理方法が、特願２０１８－２１０３１５号（出願日：２０１８年１１月８日）によって提案されている。発明者は、特願２０１８－２１０３１５号で提案された放射性廃液の処理方法を詳細に検討した。この結果、発明者は、その放射性廃液の処理方法において、放射性廃液に含まれるα核種を除去するために多量のα核種吸着材が必要となり、α核種除去装置が大型化するという課題が存在することを認識した。

発明者らは、α核種除去装置をコンパクトにするために、どのようにすればα核種除去装置内のα核種吸着材の量を減少できるかについて種々の検討を行った。

特願２０１８－２１０３１５号では、α核種吸着材としてフェライト（Ｆｅ₃Ｏ₄）を使用し、α核種除去装置内にフェライト粒子を充填した３つのフェライト層を形成している。上流のフェライト層から下流のフェライト層に向かうほど、フェライト粒子の粒径が小さくなっている。このように、特願２０１８－２１０３１５号で用いられるα核種除去装置は、内部に３つのフェライト層を有しており、多量のフェライトを使用している。発明者らは、α核種除去装置内のフェライト層を低減してフェライト（α核種吸着材）の量を減らせばα核種除去装置をコンパクトにできると考え、特に、α核種除去装置内のα核種量を低減する対策を検討した。

まず、発明者らは、α核種を含む放射性廃液におけるＵ（ウラン）、Ｐｕ（プルトニウム）、Ｎｐ（ネプツニウム）、アメリシウム（Ａｍ）及びキュリウム（Ｃｍ）のそれぞれの濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨ、炭酸濃度及び酸化還元電位のそれぞれの影響について検討をした。この検討結果を以下に説明する。

放射性廃液におけるＵ濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨの影響を図９に示す。放射性廃液におけるＵ濃度は、放射性廃液がアルカリ性、中性及び酸性の各状態に変わるごとに変化し、アルカリ性、中性及び酸性の順に低くなる。放射性廃液のｐＨを酸性（ｐＨ≦６）に調整することにより、放射性廃液におけるＵ濃度を低減することができる。なお、ｐＨの調整には、放射性廃液を酸性にするのであれば希塩酸、希硫酸及び希硝酸等を、放射性廃液をアルカリ性するのであれば水酸化ナトリウム等を注入する。

放射性廃液におけるＵ濃度に及ぼす放射性廃液の炭素濃度の影響を図１０に示す。放射性廃液の炭酸濃度を低減することにより、放射性廃液におけるＵ濃度を低減できる。なお、炭酸濃度の低減には、脱溶存炭酸剤、例えば亜硫酸ナトリウムやＮ_２（窒素）ガス、Ａｒガスを注入する。

放射性廃液におけるＵ濃度に及ぼす放射性廃液の酸化還元電位の影響を図１１に示す。放射性廃液を還元雰囲気にする方が、放射性廃液を酸化雰囲気するよりも放射性廃液におけるＵ濃度を低減できる。なお、水質調整用酸化剤としては前述の有機酸及び有機酸塩、還元剤としてはアルカリ性還元剤であるヒドラジン等を注入する。

放射性廃液におけるＰｕ濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨの影響を図１２に示す。放射性廃液におけるＰｕ濃度は、放射性廃液が酸性、中性及びアルカリ性の各状態に変わるごとに変化し、酸性、中性及びアルカリ性の順に低くなる。放射性廃液のｐＨをアルカリ性（ｐＨ≧８）にすることにより、放射性廃液におけるＰｕ濃度を低減することができる。放射性廃液をアルカリ性にするためには、例えば、水酸化ナトリウム等を注入する。

放射性廃液におけるＰｕ濃度に及ぼす放射性廃液の炭素濃度の影響を図１３に示す。放射性廃液の炭酸濃度を低減することにより、放射性廃液におけるＰｕ濃度を低減することができる。なお、炭酸濃度の低減には、脱溶存炭酸剤、例えば、亜硫酸ナトリウム、Ｎ_２（窒素）ガス及びＡｒガスのいずれかを注入する。

放射性廃液におけるＰｕ濃度に及ぼす放射性廃液の酸化還元電位の影響を図１４に示す。放射性廃液を酸化雰囲気にする方が、放射性廃液を還元雰囲気にするよりも放射性廃液におけるＰｕ濃度を低減できる。なお、水質調整用酸化剤としては、例えば、前述の有機酸及び有機酸塩を注入する。

放射性廃液におけるＮｐ濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨの影響を図１５に示す。放射性廃液のＮｐ濃度は、放射性廃液が酸性、中性及びアルカリ性に変化しても同程度であり、有意差がない。このため、放射性廃液のＮｐ濃度の調整には、放射性廃液のｐＨ調整以外の方法を採用する必要がある。

放射性廃液におけるＮｐ濃度に及ぼす放射性廃液の炭素濃度の影響を図１６に示す。放射性廃液の炭酸濃度を低減することにより、放射性廃液におけるＮｐ濃度を低減することができる。炭酸濃度の低減のためには、脱溶存炭酸剤、例えば、亜硫酸ナトリウム、Ｎ_２（窒素）ガス及びＡｒガスのいずれかを注入する。

放射性廃液におけるＮｐ濃度に及ぼす放射性廃液の酸化還元電位の影響を図１７に示す。放射性廃液を還元雰囲気にする方が酸化雰囲気にするよりも放射性廃液におけるＮｐ濃度を低減できる。アルカリ性還元剤として、例えば、ヒドラジンを注入する。

放射性廃液におけるＡｍ濃度に及ぼす放射性廃液のｐＨの影響を図１８に示す。放射性廃液におけるＡｍ濃度は、放射性廃液が酸性、中性及びアルカリ性の各状態に変わるごとに変化し、酸性、中性、アルカリ性の順に低くなる。放射性廃液のｐＨをアルカリ性（ｐＨ≧８）にすることにより、放射性廃液におけるＡｍ濃度を低減することができる。放射性廃液をアルカリ性にするためには、例えば、水酸化ナトリウム等を注入する。

放射性廃液におけるＡｍ濃度に及ぼす放射性廃液の炭素濃度の影響を図１９に示す。放射性廃液の炭酸濃度を低減することにより、放射性廃液におけるＡｍ濃度を低減することができる。炭酸濃度を低減するために、脱溶存炭酸剤、例えば、亜硫酸ナトリウム、Ｎ_２（窒素）ガス及びＡｒガスのいずれかを注入する。

放射性廃液におけるＡｍ濃度に及ぼす放射性廃液の酸化還元電位の影響を図２０に示す。放射性廃液のＡｍ濃度は、放射性廃液の還元雰囲気及び酸化雰囲気のいずれも同程度であり、有意差がない。このため、放射性廃液におけるＡｍ濃度の調整には、放射性廃液の酸化還元電位の調整以外の方法を採用する必要がある。

放射性廃液におけるＣｍ（キュリウム）濃度は、放射性廃液におけるＡｍ濃度と同様の傾向を示すので、放射性廃液におけるＣｍの調整は、放射性廃液におけるＡｍの調整と同様に行えばよい。

α核種（Ｕ，Ｐｕ，Ｎｐ，Ａｍ及びＣｍ）のうちの特定のα核種（１種または２種以上）の濃度が所定の濃度以下になるように、放射性廃液の水質調整を行うことができる。放射性廃液の水質を、例えば、アルカリ性に調整することにより、Ｐｕ，Ａｍ及びＣｍの濃度を低減させて所定の濃度以下にすることができる。特定のα核種としては、放射性廃液における濃度が他のα核種よりも多いものを、選択することが好ましい。特定のα核種の濃度が所定の濃度以下になるように放射性廃液の水質調整を行うことにより、そのα核種の放射性廃液における濃度を低減することができ、α核種吸着材の使用量を低減することができる。

図９から図２０に示された、放射性廃液におけるα核種への種々の水質調整の影響から、放射性廃液におけるα核種（Ａｍ，Ｃｍ，Ｕ，Ｐｕ及びＮｐ）の濃度低減に有効な水質調整方法を、図２１に纏めた。図２１に示すように、放射性廃液におけるα核種（Ａｍ，Ｃｍ，Ｕ，Ｐｕ，Ｎｐ）の濃度を低減するためには、放射性廃液のｐＨをアルカリ性にし、酸化還元電位（Ｅｈ）を還元雰囲気し、及び炭酸濃度を低減する必要がある。

鉄の電位－ｐＨ図を図２２に示す。放射性廃液の水質調整を行っていない場合、放射性廃液に含まれている鉄は、鉄イオン（Ｆｅ²⁺、Ｆｅ³⁺、ＦｅＯＨ²⁺、Ｆｅ（ＯＨ）₂ ⁺）の状態で放射性廃液内に存在していると考えられる。α核種及び鉄イオンを含む、２０℃～２５℃の範囲内の温度になっているその放射性廃液に対して、前述のように、放射性廃液のα核種濃度を低減する水質調整を行って、放射性廃液のｐＨをアルカリ性に、その酸化還元電位（Ｅｈ）を還元雰囲気にすると、放射性廃液に含まれる鉄イオンは鉄化合物である鉄水酸化物（Ｆｅ（ＯＨ）₂）へ形態が変化する。この鉄化合物は、放射性廃液に含まれるα核種（イオン、錯体及びコロイド）を吸着する。

鉄水酸化物である水酸化鉄（Ｆｅ(ＯＨ)₂）を生成する、図２２に示された鉄の電位－ｐＨ図において、Ｆｅ(ＯＨ)₂が生成される領域Ｒ１は、ｐＨが６．６以上１４．２以下の範囲及び酸化還元電位が－０．８９Ｖ以上－０．１５Ｖ以下の範囲で規定される領域内に存在する。α核種及び鉄イオンを含む放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位が、放射性廃液の水質調整により、図２２に示された領域Ｒ１内のｐＨ及び酸化還元電位に調整されたとき、放射性廃液内の鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ(ＯＨ)₂が生成される。

また、他の鉄の電位－ｐＨ図を図２３に示す。前述したように、放射性廃液の水質調整を行っていない場合、放射性廃液に含まれている鉄は、鉄イオンの状態で放射性廃液内に存在している。α核種及び鉄イオンを含む、５０℃以上温度になっているその放射性廃液に対しても、放射性廃液のα核種濃度を低減する水質調整を行って放射性廃液のｐＨをアルカリ性に、その酸化還元電位（Ｅｈ）を還元雰囲気にすると、放射性廃液に含まれる鉄イオンは鉄化合物である鉄酸化物（Ｆｅ₃Ｏ₄）へ形態が変化する。この鉄化合物も、放射性廃液に含まれるα核種（イオン、錯体及びコロイド）を吸着する。

鉄酸化物である酸化鉄（Ｆｅ₃Ｏ₄）を生成する、図２３に示された鉄の電位－ｐＨ図において、Ｆｅ₃Ｏ₄が生成される領域Ｒ２は、ｐＨが４．６以上１６以下の範囲及び酸化還元電位が－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲で規定される領域内に存在する。α核種及び鉄イオンを含む放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位が、放射性廃液の水質調整により、図２３に示された領域Ｒ２内のｐＨ及び酸化還元電位に調整されたとき、放射性廃液内の鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ₃Ｏ₄が生成される。

以上に述べたように、放射性廃液内に生成された鉄化合物（Ｆｅ（ＯＨ）₂及びＦｅ₃Ｏ₄等）が放射性廃液に含まれたイオン状のα核種を吸着して放射性廃液から除去する。このため、放射性廃液のα核種濃度が低減される。生成された鉄化合物は吸着材である。

このため、発明者らは、α核種を含む放射性廃液内で鉄化合物を生成することを考えた。特願２０１８－２１０３１５号は、放射性有機廃棄物、例えば、陽イオン交換樹脂及び陰イオン交換樹脂に付着したクラッド（主成分は鉄）を有機酸水溶液（例えば、シュウ酸水溶液）で溶解させること、陽イオン交換樹脂等のイオン交換樹脂に吸着された一部の放射性核種（α核種、及びα核種以外の放射性核種）が有機酸水溶液中のイオン（例えば、水素イオン及びシュウ酸イオン）とのイオン交換によって、イオン交換樹脂から有機酸水溶液中に脱離することを記載し、さらに、陽イオン交換樹脂に吸着されたα核種が有機酸塩水溶液（例えば、ギ酸ヒドラジン水溶液）によって脱離されることも記載している。イオン交換樹脂に有機酸塩水溶液を接触させることによって、イオン交換樹脂に付着して残っているクラッドも溶解される。

さらに、特願２０１８－２１０３１５号は、α核種等の放射性核種及び鉄イオンを含む有機酸水溶液である第一放射性廃液に含まれる有機酸は、第一放射性廃液にオゾンを供給することにより分解され、α核種等の放射性核種及び鉄イオンを含む有機酸塩水溶液である第二放射性廃液に含まれる有機酸塩は、第二放射性廃液にオゾンを供給することにより分解されることを記載する。

発明者らは、有機酸水溶液及び有機酸塩水溶液のそれぞれでクラッドを溶解することにより発生した鉄イオンを基に鉄化合物を生成することに着目した。

なお、有機酸が分解された、α核種及び鉄イオンを含む第一放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位が、第一放射性廃液の水質調整により、図２２に示された領域Ｒ１内のｐＨ及び酸化還元電位に調整されたとき、第一放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ(ＯＨ)₂が生成される。有機酸塩が分解された、α核種及び鉄イオンを含む第二放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位が、第二放射性廃液の水質調整により、図２３に示された領域Ｒ２内のｐＨ及び酸化還元電位に調整されたとき、第二放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ₃Ｏ₄が生成される。

なお、第一放射性廃液の水質調整により、第一放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位を図２３の領域Ｒ２内のｐＨ及び酸化還元電位に調整し、第二放射性廃液の水質調整により、第二放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位を図２２の領域Ｒ１内のｐＨ及び酸化還元電位に調整してもよい。

第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれの水質調整は、第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれにｐＨ調整剤を注入することにより行われる。ｐＨ調整剤としてアルカリ、酸、水質調整用の酸化剤（以下、水質調整用酸化剤という）及び還元剤を用いる。第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれの水質調整は、具体的には、アルカリ、酸、水質調整用の酸化剤（以下、水質調整用酸化剤という）及び還元剤の少なくとも１つを注入することによって行われる。

アルカリとしては水酸化ナトリウム、水酸化カリウム、水酸化カルシウム及び炭酸ナトリウムのいずれかを用いる。酸としては、例えば、希硝酸、希硫酸及び希塩酸等が用いられる。水質調整用酸化剤としては有機酸及び有機酸塩のいずれかを用いる。還元剤としては、例えば、ヒドラジン、ホルムヒドラジン、ヒドラジンカルボアミド及びカルボヒドラジド等のヒドラジン誘導体、ヒドロキシルアミン、アスコルビン酸及び亜硫酸塩のいずれかが用いられる。なお、特に、アスコルビン酸及び亜硫酸塩は、還元剤ではあるが、酸化還元電位調整剤と称する。酸化還元電位調整剤は弱酸性である。上記の還元剤のうち酸化還元電位調整剤以外の還元剤は、弱アルカリ性であり、便宜的に、アルカリ性還元剤という。「還元剤」との表現は、酸化還元電位調整剤及びアルカリ性還元剤を含む。

ｐＨ調整剤のうち酸、水質調整用酸化剤及び酸化還元電位調整剤は放射性廃液を酸性にする作用を有し、アルカリ及びアルカリ性還元剤は放射性廃液をアルカリ性にする作用を有する。放射性廃液の酸化還元電位を調整するためには、酸化還元電位調整剤を用いることが望ましい。酸化還元電位調整剤は酸性である。

鉄イオンからＦｅ(ＯＨ)₂を生成するためには、放射性廃液（第一放射性廃液及び第二放射性廃液）の温度を２０℃～２５℃の範囲内の温度にし、放射性廃液の水質調整によりその放射性廃液のｐＨを６．６以上１４．２以下の範囲内のｐＨにすることが望ましい。また、鉄イオンからＦｅ₃Ｏ₄を生成するためには、放射性廃液の温度を５０℃以上にし、放射性廃液の水質調整によりその放射性廃液のｐＨを４．６以上１６以下の範囲内のｐＨにすることが望ましい。

第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれにおいて、各放射性廃液にｐＨ調整剤を注入して各放射性廃液の水質調整を行い、各放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物（Ｆｅ(ＯＨ)₂及びＦｅ₃Ｏ₄）を生成し、生成された鉄化合物によって各放射性廃液に含まれるα核種を吸着し除去する。この結果、第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれにおいて、α核種の濃度を低減することができる。

しかしながら、第一放射性廃液となる有機酸水溶液が、イオン交換樹脂に付着したクラッドを溶解するために第二放射性廃液となる有機酸塩水溶液よりも前にイオン交換樹脂に接触されるので、有機酸水溶液は有機酸塩水溶液よりも多くの鉄イオンを含んでいる。また、有機酸塩水溶液が、イオン交換樹脂に吸着されたα核種を溶離させるために有機酸水溶液の後にイオン交換樹脂に接触されるので、有機酸塩水溶液は有機酸水溶液よりも多くのα核種を含んでいる。このため、第一放射性廃液では、第一放射性廃液に含まれるα核種の量よりも多い鉄化合物が生成されるため、α核種を吸着していない鉄化合物及び少量のα核種を吸着してα核種の吸着に余力のある鉄化合物が存在することになる。第二放射性廃液では、第二放射性廃液に含まれるα核種の量よりも生成される鉄化合物の量が少ないため、鉄化合物に吸着されないα核種が第二放射性廃液内に存在することになる。これでは、第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれにおいてα核種の濃度を十分に低減できなくなる。

そこで、発明者らは、第一放射性廃液及び第二放射性廃液を混合し、この混合により生じた放射性廃液に対して水質調整を行ってこの放射性廃液内で鉄化合物を生成することを考えた。混合により生じた放射性廃液では、第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれの課題、すなわち、「α核種の量よりも多い鉄化合物の生成、及びα核種の量よりも鉄化合物が少量」を改善することができ、それらの混合によって生成された放射性廃液では、鉄イオン量が、第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれにおける鉄イオン量よりも多くなる。混合によって生成された放射性廃液で水質調整を行うことにより、この放射性廃液で生成される鉄化合物が増加し、この放射性廃液におけるα核種の低減の度合いは、第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれのα核種の低減の度合いよりも大きくなる。

また、第二放射性廃液のように、放射性廃液に含まれる鉄イオンの量が少ない場合には、放射性廃液の水質調整前に、鉄イオンを放射性廃液に注入すればよい。鉄イオンの放射性廃液への注入は、例えば、鉄をギ酸で溶解して得られた鉄（II）イオンを含むギ酸水溶液を放射性廃液に注入すればよい。鉄の溶解には、ギ酸以外に、鉄（II）イオンの対アニオンとなる有機酸または炭酸を用いることができる。すなわち、鉄（II）イオンを含む、鉄（II）イオンの対アニオンとなる有機酸の水溶液、及び鉄（II）イオンを含む炭酸水溶液を、放射性廃液に注入してもよい。放射性廃液の水質調整前に鉄イオンを放射性廃液に注入することにより、放射性廃液の鉄濃度が増加し、鉄化合物の生成量も増加する。

放射性廃液に含まれる鉄イオンを利用して鉄化合物を生成し、この鉄化合物により放射性廃液に含まれる一部のα核種を吸着して除去する。その後、一部のα核種が除去された放射性廃液がα核種吸着材、例えば、フェライト粒子が存在するα核種除去装置に供給され、α核種除去装置内で、放射性廃液に残留するα核種がフェライト粒子に吸着されて除去される。α核種除去装置に供給される前で、放射性廃液に含まれるα核種が放射性廃液内で生成された鉄化合物によって除去されるため、α核種除去装置に供給されるα核種が少なくなり、α核種除去装置内の、α核種を除去するα核種吸着材の量を低減できる。

発明者らは、放射性廃液に含まれるα核種の除去に関する実験を行った。この結果を、図２４を用いて説明する。図２４は、放射性廃液に含まれるα核種の３つの除去方法である方法「Ａ」、方法「Ｂ」及び方法「Ｃ」のそれぞれに対する、放射性廃液におけるα核種の残留率を示している。

図２４に示す「Ａ」は、陽イオン交換樹脂に吸着されたα核種、例えば、アメリシウムを有機酸塩水溶液であるシュウ酸アンモニア水溶液により溶離させ、シュウ酸アンモニア水溶液に含まれるシュウ酸アンモニアをオゾンで分解し、溶離したアメリシウム（濃度はｐｐｂオーダー）を除去しないで（未処理の状態で）アメリシウムを含む水をそのまま排出したケースである。このため、方法「Ａ」では、排出される水のウラン残留率（α核種の残留率）は１００％である。

図２４に示す「Ｂ」は、溶離したアメリシウムを含むシュウ酸アンモニア水溶液のシュウ酸アンモニアをオゾンで分解し、この分解で生成されるアメリシウムを含む水にフェライト（Ｆｅ₃Ｏ₄）を注入したケースである。フェライトを注入する前におけるその水のアメリシウム濃度に対する、そのフェライトを注入した後の水のアメリシウム濃度の割合が、アメリシウムの残留率、すなわち、α核種の残留率である。フェライトを供給する前の水のアメリシウム濃度は、方法「Ａ」における水のアメリシウム濃度と同じである。「Ｂ」では、アメリシウム残留率（α核種の残留率）は、２５％となり、方法「Ａ」の１／４になる。

図２４に示す「Ｃ」は、溶離したアメリシウムを含むシュウ酸アンモニア水溶液のシュウ酸アンモニアをオゾンで分解し、この分解で生成されるアメリシウムを含む水にアルカリ性還元剤であるヒドラジンを注入してその水のｐＨを前述の６．６以上１４．２以下の範囲（または前述の４．６以上１６以下の範囲）内の８に調節し、ｐＨが８であるアメリシウムを含む水にフェライト（Ｆｅ₃Ｏ₄）を供給したケースである。方法「Ｃ」における、フェライトを供給する前の水のアメリシウム濃度も、方法「Ａ」における水のアメリシウム濃度と同じである。方法「Ｃ」では、アメリシウム残留率（α核種の残留率）は、約６．７％となり、方法「Ａ」の約１／１５になる。

したがって、有機酸塩（または有機酸）分解後のα核種を含む水にｐＨ調整剤を注入してその水のｐＨを６．６以上１４．２以下の範囲（または前述の４．６以上１６以下の範囲）内のｐＨに調節し、ｐＨが調節された、α核種を含む水にフェライトを供給することによって、その水に含まれるα核種を著しく除去できることが分かった。

前述した放射性廃液の処理方法において、α核種吸着材としては、例えば、フェライト（Ｆｅ₃Ｏ₄）及び活性炭等を使用することができる。なお、フェライト及び活性炭に限らず、α核種を吸着できる吸着材であれば、α核種吸着材として使用できる。

放射性廃液の処理方法によれば、放射性廃液に注入したα核種吸着材によってα核種を吸着して、α核種を含む放射性廃液からα核種を除去する。α核種吸着材を放射性廃液に注入するので、α核種吸収材の粒子を細かくして、α核種吸収剤の比表面積を増加させることが可能になり、また、α核種吸着材が放射性廃液に浸漬される時間を制御することが可能になる。これにより、所望のα核種吸着量となる時間までα核種吸着材を放射性廃液に浸漬させるように、制御することができる。

したがって、α核種吸着材のα核種除去性能を向上して、α核種を含む放射性廃棄物の発生量をさらに低減することができる。

放射性廃液内のα核種の除去率に及ぼすα核種吸着材の比表面積の影響を、図２５を参照して説明する。図２５は、放射性廃液に注入される、α核種吸着材であるフェライト粒子のサイズと、フェライト粒子１ｇ当たりのα核種の吸着量の関係を示している。図２５では、フェライト粒子のサイズを粒状（粒径≧１００μｍ）及び微粉状（粒径≦１μｍ）とし、粒状（粒径≧１００μｍ）及び微粉状（粒径≦１μｍ）のそれぞれのα核種の吸着量を比較している。図２５に示すように、フェライト粒子を微粉状とした場合には、フェライト粒子を粒状とした場合と比較して、フェライト粒子１ｇ当りのα核種の吸着量が１００倍以上に向上する。

α核種吸着材、特に上記のフェライトは、α核種を吸着する性能（吸着性能）が、放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位（Ｅｈ）によって変化する。このため、放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位を特定のｐＨ及び酸化還元電位の範囲内にすれば、α核種吸着材の吸着性能を十分に発揮することができる。

そして、上述したα核種除去システムにおいて、特に、水質調整装置がα核種を含む放射性廃液にｐＨ及び還元酸化電位調整剤を注入する構成としたときには、放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位を調整することができ、放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位を、α核種吸着材の吸着性能を十分に発揮できる特定のｐＨ及び酸化還元電位の範囲内にできる。

これにより、放射性廃液に含まれる超半減期のα核種がα核種吸着材によって除去されやすくなり、α核種を除去した後の放射性廃液に含まれるα核種が著しく低減されるため、α核種を吸着した使用済α核種吸着材の量が少なくなる。その結果、α核種を含む放射性廃棄物の発生量を低減できる。

なお、α核種を吸着した鉄化合物、及びα核種除去装置内でα核種を吸着したα核種吸着材は、α核種除去装置から排出された放射性廃液をフィルタ装置に導くことにより、このフィルタ装置で放射性廃液から除去される。

以上に述べた、放射性廃液に含まれるα核種を、放射性廃液の水質調整により放射性廃液内に生成された鉄化合物に吸着させて放射性廃液から除去し、放射性廃液に含まれるα核種を低減させるという放射性廃液の処理方法に基づいて創成された本発明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の放射性廃液の処理方法を、図１ないし図４を用いて説明する。本実施例は、沸騰水型原子力プラントで発生する放射性有機廃棄物の処理を行う放射性廃液の処理方法である。

まず、図１を参照して、本実施例の放射性廃液の処理方法の概要を説明する。図１は、実施例１の放射性廃液の処理方法の手順を示すフローチャートである。

原子力プラント、例えば、運転を経験している沸騰水型原子力プラントの原子炉圧力容器内の炉心に装荷された燃料集合体、または燃料貯蔵プールに保管された使用済燃料集合体に含まれる燃料棒の被覆管が、万が一、破損した場合には、燃料棒内の核燃料物質（α核種であるウラン、プルトニウム、ネプツニウム及びキュリウム等を含む）が、原子炉圧力容器内の冷却水中、または燃料貯蔵プール内の冷却水中に漏洩する。そして、原子炉圧力容器内の冷却水中に漏洩したα核種は、原子炉冷却材浄化系の浄化装置内のイオン交換樹脂によって除去される。また、燃料貯蔵プール内の冷却水中に漏洩したα核種は、燃料プール冷却材浄化系の浄化装置内のイオン交換樹脂によって除去される。

沸騰水型原子力プラントの原子炉冷却材浄化系及び燃料プール冷却材浄化系等から発生する、セルロース系のろ過助材、イオン交換樹脂等を含むフィルタスラッジ（放射性有機廃棄物）は、高線量樹脂貯蔵タンクに長期間に亘って貯蔵される。その高線量樹脂貯蔵タンク内に貯蔵されている放射性有機廃棄物は、所定の貯蔵期間が経過した後、高線量樹脂貯蔵タンクから取り出される。

高線量樹脂貯蔵タンクから取り出された、陽イオン交換樹脂を含む放射性有機廃棄物に対して、第一洗浄工程（クラッド溶解工程）Ｓ１が実施される。この第一洗浄工程Ｓ１では、還元性のある有機酸の水溶液（例えば、シュウ酸水溶液）が放射性有機廃棄物に接触され、その水溶液に含まれるその有機酸によって、放射性有機廃棄物に含まれる鉄酸化物などのクラッドが溶解される。クラッドに含まれているコバルト６０等の放射性核種は、クラッドの溶解によって有機酸水溶液中に移行する。クラッドが溶解されることによって、鉄イオンが生成され、この鉄イオンが有機酸水溶液に含まれる。

第一洗浄工程Ｓ１において有機酸を用いる理由は、有機酸の主たる構成元素が炭素、水素、酸素及び窒素であるため、第一洗浄工程Ｓ１において発生する洗浄廃液である有機酸水溶液を、例えば、オゾンを用いて酸化処理（後述の廃液分解工程Ｓ４）をしたときに、廃液中に不揮発性の残渣を生じないからである。有機酸としては、例えば、ギ酸、シュウ酸、酢酸またはクエン酸を用いることが望ましい。

第一洗浄工程Ｓ１において発生する、クラッドの溶解成分を含む、洗浄廃液である有機酸水溶液（クラッド溶解液）に対して、廃液分解工程Ｓ４が実施される。この廃液分解工程（有機酸及び有機酸塩のいずれかの分解工程）Ｓ４では、過酸化水素またはオゾン等の分解用の酸化剤（以下、分解用酸化剤という）が有機酸水溶液中に曝気され、その分解用酸化剤の酸化作用により有機酸が分解される。

第一洗浄工程Ｓ１が施されて、クラッドが溶解された放射性有機廃棄物に対して、第二洗浄工程（放射性核種溶離工程）Ｓ２が実施される。この第二洗浄工程Ｓ２では、有機酸塩水溶液が、クラッドが溶解された放射性有機廃棄物に接触され、その水溶液に含まれる有機酸塩によって、放射性有機廃棄物に吸着されたα核種等の放射性核種が放射性有機廃棄物から溶離される。

第二洗浄工程Ｓ２で使用される有機酸塩は、水溶液中で解離し、水素イオンよりも陽イオン交換樹脂に吸着されやすい陽イオンを生じる有機酸塩であることが望ましい。すなわち、有機酸塩は、その主たる構成元素が炭素、水素、酸素及び窒素であって、第二洗浄工程Ｓ２の終了後において洗浄廃液である有機酸塩水溶液を、例えば、オゾンを用いて酸化処理（廃液分解工程Ｓ４）をしたときに、廃液中に不揮発性の残渣を生じないものであることが望ましい。有機酸塩としては、例えば、ギ酸、シュウ酸、酢酸またはクエン酸のアンモニウム塩、バリウム塩またはセシウム塩を用いることが望ましい。なお、有機酸塩として、ギ酸ヒドラジンを用いてもよい。

アンモニウム塩は、酸化処理により、窒素ガス及び水に分解されるため、バリウム塩及びセシウム塩に比べて、放射性廃棄物の発生量を低減することができる。ギ酸、シュウ酸、酢酸またはクエン酸のアンモニウム塩、バリウム塩またはセシウム塩は、水溶液中で解離して、ＮＨ^４＋、Ｂａ^２＋またはＣｓ^＋になる。ＮＨ^４＋、Ｂａ^２＋またはＣｓ^＋は、水素イオンよりも陽イオン交換樹脂に吸着されやすい陽イオンである。

第二洗浄工程Ｓ２において発生する、溶離されたα核種等の放射性核種を含む、洗浄廃液である有機酸塩水溶液に対して、廃液分解工程Ｓ４が実施される。廃液分解工程（有機酸及び有機酸塩のいずれかの分解工程）Ｓ４では、オゾンまたは過酸化水素等の分解用酸化剤が有機酸塩水溶液中に曝気され、その分解用酸化剤により有機酸塩が分解される。

廃液分解工程Ｓ４で有機酸または有機酸塩が分解されて残った、放射性核種を含む残留水溶液（放射性廃液）に対して、鉄化合物の生成工程Ｓ５が実施される。鉄化合物の生成工程Ｓ５では、ｐＨ調整剤の注入、具体的には、酸、アルカリ、水質調整用酸化剤、還元剤、及び脱溶存炭酸剤の注入を行うことにより、５０℃以上の温度になっている放射性廃液の水質を調整し、具体的には、放射性廃液のｐＨを４．６以上１６以下の範囲内のｐＨに調整して放射性廃液の酸化還元電位を－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲内の酸化還元電位に調整することにより、放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ₃Ｏ₄が生成される。また、その２０℃～２５℃の範囲内の温度になっている放射性廃液の水質を調整し、具体的には、放射性廃液のｐＨを６．６以上１４．２以下の範囲内のｐＨに調整して放射性廃液の酸化還元電位を－０．８９Ｖ以上－０．１５Ｖ以下の範囲内の酸化還元電位に調整した場合でも、放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物（Ｆｅ（ＯＨ）₂）が生成される。

第一α核種除去工程Ｓ６では、放射性廃液に含まれるα核種が鉄化合物の生成工程Ｓ５の実施により放射性廃液内に生成された鉄化合物、すなわち、Ｆｅ₃Ｏ₄（またはＦｅ（ＯＨ）₂）に吸着されて除去される。

第二α核種除去工程Ｓ７では、鉄化合物によってα核種の一部が除去された放射性廃液がα核種除去装置内に導かれ、その放射性廃液内に存在するα核種（Ｕ，Ｐｕ，Ｎｐ．Ａｍ及びＣｍのイオン）がα核種除去装置内に存在するα核種吸着材、例えば、フェライト粒子に吸着されて除去される。α核種吸着材としては、例えば、フェライト（Ｆｅ₃Ｏ₄）、活性炭、イオン交換樹脂、キレート樹脂、活性炭、オキシン添着活性炭、ゼオライト、チタン酸及びフェロシアン化物のいずれか、及びこれらのα核種吸着材のうち複数のα核種吸着材を組み合わせて使用することができる。

第二α核種除去工程Ｓ７の次の固形分分離工程Ｓ８では、α核種除去装置から排出された放射性廃液に含まれているα核種を吸着した鉄化合物及びα核種を吸着したα核種吸着材のそれぞれ（α核種を吸着している固形分）を、放射性廃液から分離する。その後、鉄化合物の生成工程Ｓ５においてその放射性廃液に注入されたｐＨ調整剤が分解可能なｐＨ調整剤であるかを判定する（ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９）。ｐＨ調整剤が、分解可能なｐＨ調整剤であるとき、その判定が「ＹＥＳ」となり、α核種除去装置から排出された、ｐＨ調整剤を含む放射性廃液は、触媒（例えば、貴金属）を内部に有する分解装置に供給される。そのｐＨ調整剤は、分解装置内で、その触媒と分解装置に供給される分解用酸化剤（例えば、過酸化水素）の作用によって分解される（分解可能なｐＨ調整剤の分解工程Ｓ１０）。なお、ｐＨ調整剤として酸（例えば、希硝酸水溶液）を放射性廃液に注入した場合、及び鉄化合物の生成工程Ｓ５において分解可能なｐＨ調整剤を用いない水質調整が実施された場合には、上記の判定が「Ｎｏ」となり、分解可能なｐＨ調整剤の分解工程Ｓ１０が実施されない。

減容工程Ｓ１１では、ｐＨ調整剤を含まない放射性廃液（注入された酸を含む放射性廃液を含む）に対し、濃縮処理または乾燥粉体化処理が施される。容器充填または固化工程Ｓ１２では、濃縮処理により発生した濃縮廃液、または乾燥粉体化処理によって発生した放射性廃棄物の粉体が、容器内に充填されて保管され、またはセメント等の固形剤により容器内で固化される。

次に、実施例１のステップＳ１～Ｓ１２の各工程を含む放射性廃液の処理方法に用いられる放射性廃液処理システムの構造の一例を、図２を参照して説明する。

その放射性廃液処理システム１は、放射性有機廃棄物を処理する化学洗浄部１０、及び化学洗浄部１０から排出される洗浄廃液（放射性廃液）を処理する廃液処理部３８を備えている。化学洗浄部１０では、図１に示した各工程のうち、クラッドを溶解する第一洗浄工程Ｓ１、及び放射性核種を放射性有機廃棄物から溶離させる第二洗浄工程Ｓ２が行われる。

化学洗浄部１０は、第一受入タンク３、化学反応槽（洗浄槽）４、洗浄液供給タンク６、有機酸槽７、有機酸塩槽８及び移送水槽９を有する。また、高線量樹脂貯蔵タンク２が化学洗浄部１０の前段に配置され、第二受入タンク１１及び焼却設備（またはセメント固化設備）１２が化学洗浄部１０の下流に配置される。

移送ポンプ２２を設けた有機廃棄物供給管２１が、高線量樹脂貯蔵タンク２と第一受入タンク３を接続する。化学反応槽４が、移送ポンプ２３を設けた有機廃棄物移送管２４によって第一受入タンク３に接続されている。加熱装置５が化学反応槽４の周囲に配置される。洗浄液供給タンク６が、移送ポンプ３０を設けた洗浄液供給管３１によって、化学反応槽４に接続されている。化学反応槽４の底部に接続されて移送ポンプ２７及び弁２８が設けられた戻り配管２９が、洗浄液供給タンク６に接続される。

有機酸水溶液、例えば、シュウ酸水溶液が充填された有機酸槽７に接続されて弁３３が設けられた配管３２が、洗浄液供給タンク６に接続される。有機酸槽７に充填されたシュウ酸水溶液は飽和水溶液であり、そのシュウ酸水溶液のシュウ酸濃度は、例えば、０．８ｍｏｌ／Ｌである。有機酸塩水溶液、例えば、ギ酸ヒドラジン水溶液が充填された有機酸塩槽８に接続されて弁３５が設けられた配管３４が、弁３３よりも下流で配管３２に接続される。移送水となる水が充填された移送水槽９に接続されて弁３７が設けられた配管３６が、弁３５よりも下流で配管３４に接続される。

弁２５が設けられて化学反応槽４の底部に接続された配管２６が、第二受入タンク１１に接続されている。第二受入タンク１１に接続された配管が、焼却設備（またはセメント固化設備）１２に接続される。

また、廃液処理部３８は、廃液分解装置１３、水質調整装置１４、α核種除去装置１５、固形分分離装置１６、α核種吸着材注入装置７３、分解装置１７、酸化剤供給装置７９及び処理水回収タンク１８を有する。移送ポンプ２７と弁２８の間で戻り配管２９に接続されて弁３９が設けられた配管４０が、廃液分解装置１３に接続されている。移送ポンプ４１及び弁４２が設けられた配管４３が、廃液分解装置１３、水質調整装置１４及びα核種除去装置１５に接続される。配管４３は、「α核種を含む放射性廃液を導く放射性廃液供給管」である。

廃液分解装置１３は、図３に示すように、廃液貯槽で構成され、その廃液貯槽内の底部にオゾン噴射管５０が設置されている。このオゾン噴射管５０には、多数の噴射孔が形成されている。オゾン噴射管５０は、オゾン供給管５１によりオゾン供給装置４９に接続されている。配管４０は廃液分解装置１３の廃液貯槽に接続される。配管４３の一端部は廃液貯槽内に挿入されている。さらに、廃液分解装置１３の廃液貯槽には、ガス排気管５２が接続される。

配管４４が、α核種除去装置１５、固形分分離装置１６、分解装置１７及び処理水回収タンク１８に接続される。α核種吸着材注入装置７３は、α核種除去装置１５に連絡される。

水質調整装置１４、α核種除去装置１５及びα核種吸着材注入装置７３のそれぞれの詳細な構造は、図４を用いて順次説明する。

まず、水質調整装置１４について説明する。水質調整装置１４は、α核種除去装置１５に接続された配管４３に設けられ、ｐＨ調整剤注入装置５３及びｐＨ計４９Ａを有する。ｐＨ調整剤注入装置５３は、還元剤注入装置５４、酸注入装置５８、酸化剤注入装置６２及びアルカリ注入装置６６を有する。

還元剤注入装置５４は、還元剤供給装置１３０、酸化還元電位調整剤供給装置１３４、混合槽５５、及び弁５６が設けられた注入配管５７を有する。還元剤供給装置１３０は、還元剤槽１３１、及び弁１３２が設けられた注入配管１３３を有する。注入配管１３３は、還元剤槽１３１に接続され、混合槽５５に接続される配管１３８に接続される。還元剤槽１３１には、アルカリ性還元剤水溶液、例えば、ヒドラジン水溶液が充填される。酸化還元電位調整剤供給装置１３４は、酸化還元電位調整剤槽１３５、及び弁１３６が設けられた注入配管１３７を有する。注入配管１３７は、酸化還元電位調整剤槽１３５に接続され、さらに、配管１３８に接続される。酸化還元電位調整剤槽１３５には、酸化還元電位調整剤水溶液、例えば、アスコルビン酸水溶液が充填される。混合槽５５に接続された注入配管５７は、移送ポンプ４１（図２参照）と後述のα核種除去装置１５の間で配管４３に接続される。

還元剤供給装置１３０の、還元剤槽１３１に接続されて弁１３２を有する注入配管１３３、及び酸化還元電位調整剤供給装置１３４の、酸化還元電位調整剤槽１３５に接続されて弁１３６を有する注入配管１３７のそれぞれを、混合槽５５に接続される配管１３８ではなく、注入配管６１，６５及び６９が接続される注入配管５７に接続してもよい。この場合には、混合槽５５、配管１３８及び弁５６が削除され、注入配管５７の弁５６よりも上流側の部分も削除される。このため、水質調整装置１４がコンパクトになる。

酸注入装置５８は、酸槽５９、及び弁６０が設けられた注入配管６１を有する。注入配管６１は、酸槽５９に接続され、さらに、弁５６の下流で注入配管５７に接続される。酸槽５９には、酸水溶液、例えば、希硝酸水溶液が充填される。

酸化剤注入装置６２は、酸化剤槽６３、及び弁６４が設けられた注入配管６５を有する。酸化剤槽６３に接続された注入配管６５は、弁５６の下流で注入配管５７に接続される。酸化剤槽６３には、水質調整用酸化剤水溶液、例えば、シュウ酸水溶液が充填される。

アルカリ注入装置６６は、アルカリ槽６７、及び弁６８が設けられた注入配管６９を有する。注入配管６９は、アルカリ槽６７に接続され、さらに、弁６４の下流で注入配管６５に接続される。アルカリ槽６７には、アルカリ水溶液、例えば、水酸化ナトリウム水溶液が充填される。

また、ｐＨ計４９Ａが、還元剤注入装置５４の注入配管５７と配管４３の接続点よりも下流の部分で配管４３に取り付けられる。α核種濃度計７０が、ｐＨ計４９Ａが配管４３に取り付けられた位置と、配管４３と配管７７との接続点との間で、配管４３に取り付けられる。なお、その配管７７は、移送ポンプ２７と弁２８の間で、化学洗浄部１０の戻り配管２９に接続される。

還元剤注入装置５４からアルカリ性還元剤であるヒドラジン（還元剤槽１３１内に存在）及びアルカリ注入装置６６からアルカリである水酸化ナトリウムのうち少なくとも１つの物質を配管４３に注入することにより、配管４３内を流れる放射性廃液をアルカリ性に調整することができる。また、酸注入装置５８から酸である希硝酸、酸化剤注入装置６２から水質調整用酸化剤であるシュウ酸及び還元剤注入装置５４から酸化還元電位調整剤であるアスコルビン酸（酸化還元電位調整剤槽１３５内に存在）のうち少なくとも１つの物質を配管４３に注入することにより、配管４３内を流れる放射性廃液を酸性に調整することができ、その放射性廃液を酸化雰囲気もしくは還元雰囲気に調整することが可能になる。

α核種除去装置１５は、図４に示すように、配管４３と配管７７の接続点の下流に配置されて配管４３に接続され、配管４３を通して水質調整装置１４によって水質が調整された放射性廃液を収容するケーシングを有している。スペース領域７１、及びα核種吸着材であるフェライト粒子が多く存在する領域７２が、そのケーシング内に形成されている。スペース領域７１は領域７２よりも上流に位置している。磁化率測定装置４９Ｂが、α核種除去装置１５のケーシングの、領域７２に対向する外面に設置されている。

α核種吸着材注入装置７３は、図４に示すように、α核種吸着材、例えば、フェライト（Ｆｅ₃Ｏ₄）の粒子が充填される吸着材槽７４、及び弁７６が設けられた注入配管７５を有する。注入配管７５の一端は吸着材槽７４に接続され、注入配管７５の他端はα核種除去装置１５内のスペース領域７１内に挿入されている。α核種吸着材注入装置７３の吸着材槽７４から注入配管７５を通して、α核種除去装置１５のケーシング内のスペース領域７１に存在する放射性廃液に、α核種吸着材であるフェライト粒子を注入することができる。

固形分分離装置１６は、例えば、μｍオーダー以下の孔径を有する膜を有する。化学洗浄部１０の戻り配管２９の移送ポンプ２７と弁２８の間に接続された配管７８が、固形分分離装置１６に接続される。そして、固形分分離装置１６においてろ過してα核種吸着材が分離されたろ過水である放射性廃液は、配管７８を通じて戻り配管２９に戻る。これにより、ろ過水を循環水として循環させることができる。

なお、戻り配管２９と配管７７及び７８との各接続部よりも各配管２９，７７及び７８の上流側（化学反応槽４側、水質調整装置１４側、固形分分離装置１６側）には、図示しない弁を設ける。これにより、化学反応槽４からの水と、配管７７からの水と、及び配管７８からのろ過水とを切り替えることができる。

分解装置１７は、内部に、例えば、ルテニウムを活性炭の表面に添着した活性炭触媒を充填している。

酸化剤供給装置７９は、薬液タンク８０及び供給配管８１を有する。薬液タンク８０は、弁８２を有する供給配管８１によって分解装置１７に接続される。この薬液タンク８０内には、分解用酸化剤である過酸化水素が充填される。なお、分解用酸化剤として、過酸化水素の替りに、オゾン、または酸素を溶解した水を用いてもよい。

さらに、処理水回収タンク１８の下流側に、乾燥粉体化装置１９及び固化設備２０が配置される。移送ポンプ４７を設けた配管４６が、処理水回収タンク１８と乾燥粉体化装置１９を接続する。乾燥粉体化装置１９に接続された配管４８が、固化設備２０に接続される。なお、乾燥粉体化装置１９の替りに、放射性廃液の濃縮装置を用いてもよい。

次に、図２に示した放射性廃液処理システム１を用いた、本実施例の放射性廃液の処理方法を、詳細に説明する。

沸騰水型原子力プラントの原子炉冷却材浄化系及び燃料プール冷却浄化系等から排出されて、高線量樹脂貯蔵タンク２に所定の長期間貯蔵された放射性有機廃棄物は、セルロース系のろ過助材、イオン交換樹脂、等を含む。高線量樹脂貯蔵タンク２に貯蔵された放射性有機廃棄物は、例えば、図２７に示される移送水槽９４内の水を移送水供給管９５によって高線量樹脂貯蔵タンク２に供給することにより、移送し易いスラリーの状態になる。高線量樹脂貯蔵タンク２内の放射性有機廃棄物には、原子炉冷却材浄化系及び燃料プール冷却浄化系等で冷却水から除去されたクラッドが含まれており、クラッドにはコバルト６０等の放射性核種が含まれている。また、高線量樹脂貯蔵タンク２に貯蔵されたイオン交換樹脂には、コバルト６０、セシウム１３７、炭素１４、塩素３６等のα核種以外の放射性核種のイオンが吸着されている。さらに、そのイオン交換樹脂には、前述したように、α核種（ウラン、プルトニウム、アメリシウム、ネプツニウム及びキュリウム等）が吸着されている。

移送ポンプ２２を駆動することにより、放射性有機廃棄物を約１０ｗｔ％含むスラリーが、所定量、高線量樹脂貯蔵タンク２から有機廃棄物供給管２１を通して第一受入タンク３に移送される。第一受入タンク３内の放射性有機廃棄物のスラリーは、移送ポンプ２３の駆動により、有機廃棄物移送管２４を通して化学反応槽４に供給される。化学反応槽４内で、放射性有機廃棄物スラリーの水位が所定レベルに達したとき、移送ポンプ２３が停止され、そのスラリーの化学反応槽４への供給が停止される。化学反応槽４内の放射性有機廃棄物スラリーは加熱装置５によって加熱される。

その後、移送ポンプ２７が駆動され、化学反応槽４内のスラリーに含まれる水が、放射性廃液（以下、「第三放射性廃液」という）として、戻り配管２９及び配管４０を通して廃液分解装置１３の廃液貯槽（図示せず）に導かれる。このとき、弁２８は閉じており、弁３９は開いている。廃液貯槽に導かれた第三放射性廃液は、移送ポンプ４１の駆動により、配管４３を通してα核種除去装置１５に導かれる。化学反応槽４内で、放射性有機廃棄物スラリーに含まれる水はα核種を含んでいないので、廃液貯槽内の第三放射性廃液は、α核種を含んでおらず、α核種以外の放射性核種を含んでいる。このため、α核種を含んでいない第三放射性廃液に対する、水質調整装置１４を用いた水質調整は行われない。

第三放射性廃液が、α核種除去装置１５内を通過し、配管４４に排出されて処理水回収タンク１８に導かれる。その第三放射性廃液がα核種除去装置１５に供給された際、α核種吸着材注入装置７３から注入された、α核種除去装置１５内のフェライト粒子は、α核種、及びα核種以外の放射性核種を吸着しない。なお、第三放射性廃液に含まれるコロイド性の物質及び固形分は、α核種除去装置１５の下流に配置された固形分分離装置１６によって除去される。第三放射性廃液がα核種を含んでいないため、分解可能なｐＨ調整剤の分解工程Ｓ１０における分解可能なｐＨ調整剤であるアルカリ性還元剤（例えば、ヒドラジン）の分解も行われない。

もし、第三放射性廃液がα核種を含んでいる場合には、後述の第一放射性廃液及び第２放射性廃液に対して実施される鉄化合物の生成工程Ｓ５から分解可能なｐＨ調整剤の分解工程Ｓ１０の工程までの各工程が、第三放射性廃液に対しても実施される。ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９が「ＮＯ」である場合には、分解可能なｐＨ調整剤の分解工程Ｓ１０は実施されない。第三放射性廃液がα核種を含んでいるか、いないかは、廃液分解装置１３の廃液貯槽の外面付近に配置した放射線検出器で検出された放射線強度に基づいて判定される。検出された放射線強度が設定値以下であれば、第三放射性廃液にはα核種が含まれていないと判定し、その放射線強度が設定値を超えた場合には、第三放射性廃液にはα核種が含まれていると判定する。

廃液貯槽内の第三放射性廃液のα核種除去装置１５への移送が終了したとき、移送ポンプ４１が停止される。処理水回収タンク１８内に回収された第三放射性廃液は、所定量、移送ポンプ４７を駆動することにより、配管４６を通して乾燥粉体化装置１９に供給される。α核種以外の放射性核種を含む第三放射性廃液は、乾燥粉体化装置１９で紛体化される（減容工程Ｓ１１）。

その後、乾燥粉体化装置１９で生成された紛体は、固化設備２０（または充填設備）に移送される。固化設備２０では、その粉体が固化容器内に充填され、その固化容器内に固化材（例えば、セメント）が注入される。固化容器内の紛体は、固化材によって固化される（容器充填または固化工程Ｓ１２）。固化された粉体が内部に存在し、密封された固化容器は、保管場所において保管される。保管されるこの固化容器内には、超半減期のα核種が存在していない。また、充填設備を用いる場合には、容器内に粉体を充填し、粉体を充填した容器を密封した後、その容器が保管場所に保管される。

そして、第一洗浄工程Ｓ１が実施される。放射性有機廃棄物スラリーの水分が排出されて放射性有機廃棄物が残留している化学反応槽４には、移送ポンプ３０の駆動により、７２ｇ／Ｌ程度のシュウ酸水溶液（シュウ酸濃度が０．８ｍｏｌ／Ｌ）が、洗浄液供給タンク６から洗浄液供給管３１を通して供給される。このシュウ酸水溶液は、有機酸水溶液である。洗浄液供給タンク６へのシュウ酸水溶液の供給は、弁３３を開いたとき、配管３２を通して有機酸槽７から行われる。このとき、弁３５及び弁３７は全閉状態である。シュウ酸水溶液の替りにクエン酸水溶液を用いてもよい。これらの有機酸は還元性を有する。

加熱装置５によって、化学反応槽４内のシュウ酸水溶液が加熱される。シュウ酸水溶液の加熱温度は１００℃未満とする。化学反応槽４内に供給されたシュウ酸水溶液に含まれるシュウ酸は、化学反応槽４内の放射性有機廃棄物に付着したクラッドを溶解する（第一洗浄工程Ｓ１）。このクラッドの溶解によって生成された鉄イオン、及びクラッドに含まれた放射性核種、例えば、コバルト６０は、シュウ酸水溶液中に移行する。

化学反応槽４内でのシュウ酸水溶液によるクラッドの溶解によって生じた、シュウ酸水溶液に含まれるクラッド成分（固形分）を、化学反応槽４で沈殿させる。クラッド成分の沈殿によって生じた、化学反応槽４内の上澄み液であるシュウ酸水溶液のみを、移送ポンプ２７の駆動により、戻り配管２９を通して洗浄液供給タンク６に回収する。このとき、弁３９は閉じており、弁３７は開いている。洗浄液供給タンク６に回収されたシュウ酸水溶液は、化学反応槽４に供給され、化学反応槽４内でクラッドの溶解に再使用される。

第一洗浄工程Ｓ１では、放射性有機廃棄物の一部であるイオン交換樹脂が有機酸であるシュウ酸に浸漬されるため、イオン交換樹脂に吸着されている放射性核種の一部が、イオン交換樹脂から脱離される。具体的には、シュウ酸が解離して生じる水素イオン及びシュウ酸イオンが、それぞれ陽イオン交換樹脂及び陰イオン交換樹脂に吸着されている放射性核種とイオン交換されるため、一部の放射性核種（α核種、及びα核種以外の放射性核種）がイオン交換樹脂から脱離される。

化学反応槽４内でのクラッドの溶解が終了した後、弁２８が閉じられて弁３９が開けられる。化学反応槽４内の、クラッドの溶解に供用され、クラッドに含まれていた放射性核種（例えば、コバルト６０等）、シュウ酸が解離して生じる前述の水素イオン及びシュウ酸イオンとのイオン交換により、放射性有機廃棄物の一部であるそれぞれの陽イオン交換樹脂及び陰イオン交換樹脂から脱離された一部の放射性核種（α核種、及びα核種以外の放射性核種のそれぞれ）、及び鉄イオンを含む６０℃のシュウ酸水溶液（以下、「第一放射性廃液」という）は、移送ポンプ２７の駆動により、配管２９及び配管４０を通って廃液分解装置１３の廃液貯槽に移送される。加熱装置５で加熱されるため、そのシュウ酸水溶液の温度が６０℃になっている。

なお、化学洗浄部１０の化学反応槽４から廃液処理部３８の廃液分解装置１３への第一放射性廃液及び後述の第二放射性廃液のそれぞれの移送は、例えば、戻り配管２９に取り付けられたサンプリング弁（図示せず）を介して採取された第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれを定期的に分析し、採取された第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれに含まれるα核種の濃度が所定の濃度になったときに行われる。採取された第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれのα核種濃度が所定の濃度になったことは、第一洗浄工程Ｓ１において化学反応槽４内の放射性有機廃棄物に付着したクラッドが化学反応槽４内の有機酸水溶液中に十分に溶解されたこと、及び化学反応槽４内の放射性有機廃棄物（例えば、陽イオン交換樹脂）に吸着されたα核種が化学反応槽４内の有機酸塩水溶液中に十分に溶離されたことを意味する。

廃液分解装置１３の廃液貯槽へのシュウ酸を含む第一放射性廃液の移送が終了した後、廃液分解工程Ｓ４が実施される。廃液分解工程Ｓ４では、オゾンが、オゾン供給装置４９からオゾン供給管５１を通して、所定時間、廃液貯槽内のオゾン噴射管５０に供給され、オゾン噴射管５０に形成された多数の噴射孔から、廃液貯槽内の第一放射性廃液中に噴射される。第一放射性廃液に含まれる有機成分であるシュウ酸が、噴射されたオゾンにより分解される。シュウ酸は、オゾンと反応して、炭酸ガスと水に分解される。廃液貯槽内に噴射されたオゾンの残り、及び炭酸ガスが、廃液貯槽に接続されたガス排気管５２を通してオフガス処理装置（図示せず）に供給され、ガス排気管５２に排出されたガスに含まれる放射性ガスが、オフガス処理装置で取り除かれる。

廃液分解装置１３の廃液貯槽内での、第一放射性廃液に含まれるシュウ酸の分解（廃液分解工程Ｓ４）が終了した後、廃液貯槽へのオゾンの供給が停止されて移送ポンプ４１が駆動され、シュウ酸分解後において廃液貯槽内に残留する、脱離されたα核種及びα核種以外の放射性核種のそれぞれ、及び鉄イオンを含む水溶液、すなわち、第一放射性廃液が、配管４３を通して水質調整装置１４に供給される。このとき、弁４２は開いている。

廃液分解装置１３の廃液貯槽内の第一放射性廃液の温度が５０℃未満に低下する場合に備えて、ヒーター（図示せず）を、水質調整装置１４の注入配管５７と配管４３の接続点よりも上流側で配管４３の外面に巻き付ける。配管４３内を流れる第一放射性廃液をそのヒーターによって加熱し、配管４３内を流れる第一放射性廃液を６０℃に保持する。

上述した廃液分解工程Ｓ４の後に、鉄化合物の生成工程Ｓ５が実施される。本実施例では、水質調整装置１４において、ｐＨ調整剤注入装置５３から注入配管５７を通してｐＨ調整剤が配管４３内の第一放射性廃液に注入される。本実施例において、配管４３内の第一放射性廃液に注入されるｐＨ調整剤としては、酸、水質調整用酸化剤、還元剤及びアルカリが用いられる。

ｐＨ調整剤として酸、水質調整用酸化剤、還元剤及びアルカリを用いることにより、水質調整装置１４によって、鉄化合物の生成工程Ｓ５において、酸、水質調整用酸化剤、還元剤及びアルカリのうち該当するｐＨ調整剤を、配管４３内の６０℃の第一放射性廃液に注入する注入することができる。酸、水質調整用酸化剤、還元剤及びアルカリのうちどれを注入するかは、水質調整前の第一放射性廃液の性状及び水質調整後における第一放射性廃液の目標とする性状に応じて決められる。

本実施例では、鉄化合物の生成工程Ｓ５において、配管４３内のα核種を含む６０℃の第一放射性廃液のｐＨを４．６以上１６以下の範囲内のｐＨに調節するために、該当するｐＨ調整剤が水質調整装置１４から配管４３に注入される。水質調整後の第一放射性廃液のｐＨを酸性、例えば、「５」にする場合には、第一放射性廃液に酸注入装置５８から酸である所定量の希硝酸水溶液を注入する。第一放射性廃液のｐＨを中性の「７」にする場合には、酸注入装置５８から所定量の希硝酸水溶液及びアルカリ注入装置６６からアルカリである所定量の水酸化ナトリウムを第一放射性廃液に注入する。また、第一放射性廃液のｐＨを、例えば、弱アルカリ性の「８」にする場合には、酸注入装置５８から所定量の希硝酸水溶液、及びアルカリ注入装置６６からの所定量の水酸化ナトリウム水溶液を第一放射性廃液に注入し、さらに、還元剤注入装置５４から、例えば、アルカリ性還元剤である所定量のヒドラジンを注入する。第一放射性廃液のｐＨを、例えば、弱酸性の「６．５」にする場合には、酸注入装置５８から所定量の希硝酸水溶液、アルカリ注入装置６６からの所定量の水酸化ナトリウム水溶液のそれぞれを第一放射性廃液に注入し、さらに、酸化剤注入装置６２から、例えば、水質調整用酸化剤である所定量のシュウ酸（有機酸）水溶液を注入する。また、第一放射性廃液のｐＨを「７」付近の弱アルカリ性にする場合には、所定量の希硝酸水溶液、所定量の水酸化ナトリウム水溶液、所定量のヒドラジン水溶液及び所定量のシュウ酸水溶液を注入し、ヒドラジン水溶液の注入量をシュウ酸水溶液の注入量よりも若干多くする。第一放射性廃液のｐＨを「７」付近の弱酸性にする場合には、所定量の希硝酸水溶液、所定量の水酸化ナトリウム水溶液、所定量のヒドラジン水溶液及び所定量のシュウ酸水溶液を注入し、シュウ酸水溶液の注入量をヒドラジン水溶液の注入量よりも若干多くする。

α核種を含む第一放射性廃液のｐＨを４．６以上１６以下の範囲内のｐＨに調節する場合において、第一放射性廃液の酸化還元電位を、図２３に示す領域Ｒ２内の還元電位に調整する場合には、還元剤注入装置５４における酸化還元電位調整剤供給装置１３４の酸化還元電位調整剤槽１３５内の酸化還元電位調整剤水溶液、例えば、アスコルビン酸水溶液を配管４３内の第一放射性廃液に注入すればよい。アスコルビン酸水溶液の注入量は、弁１３６の開度制御により調節される。アスコルビン酸水溶液を注入すると、第一放射性廃液のｐＨは酸性側に変化する。このため、アスコルビン酸水溶液による第一放射性廃液のｐＨの酸性側への変化を、アルカリ性還元剤である、例えば、ヒドラジン水溶液を、還元剤注入装置５４の還元剤供給装置１３０によって第一放射性廃液に注入することにより補い、第一放射性廃液のｐＨを上記の所定のｐＨ値に調整すればよい。

酸の注入は、酸注入装置５８の酸槽５９内の希硝酸水溶液を、弁６０を開くことにより注入配管６１及び４２を通して配管４３内に注入することによって行われる。希硝酸水溶液の注入量は、弁６０の開度を制御することによって調節される。アルカリの注入は、アルカリ注入装置６６のアルカリ槽６７内の水酸化ナトリウム水溶液を、弁６８を開くことにより注入配管６９及び４２を通して配管４３内に注入することによって行われる。水酸化ナトリウム水溶液の注入量は、弁６８の開度を制御することによって調節される。

アルカリ性還元剤の注入は、還元剤注入装置５４における還元剤供給装置１３０の還元剤槽１３１内のヒドラジン水溶液を、弁１３２を開くことにより注入配管１３３及び配管１３８を通して混合槽５５に供給し、さらに、混合槽５５から注入配管５７を通して配管４３内に注入することによって行われる。このとき、弁５６は開いている。ヒドラジン水溶液の注入量は、弁１３２の開度を制御することによって調節される。酸化還元電位調整剤水溶液の注入は、還元剤注入装置５４における酸化還元電位調整剤供給装置１３４の酸化還元電位調整剤槽１３５内のアスコルビン酸水溶液を、弁１３６を開くことにより注入配管１３７及び配管１３８を通して混合槽５５に供給し、さらに、混合槽５５から注入配管５７を通して配管４３内に注入することによって行われる。このときも、弁５６は開いている。アスコルビン酸水溶液の注入量は、弁１３６の開度を制御することによって調節される。水質調整用酸化剤の注入は、酸化剤注入装置６２の酸化剤槽６３内のシュウ酸水溶液を、弁６４を開くことにより注入配管６５及び４２を通して配管４３内に注入することによって行われる。シュウ酸水溶液の注入量は、弁６４の開度を制御することによって調節される。

ヒドラジン水溶液及びアスコルビン酸水溶液の両者を第一放射性廃液に注入する場合には、還元剤供給装置１３０からのヒドラジン水溶液及び酸化還元電位調整剤供給装置１３４からのアスコルビン酸水溶液のそれぞれを、混合槽５５に供給して混合し、混合されたヒドラジン水溶液及びアスコルビン酸水溶液を混合槽５５から注入配管５７を通して配管４３内に注入すればよい。

本実施例で、前述のように、水質調整装置１４による配管４３へのｐＨ調整剤の注入によって水質が調整された配管４３内の第一放射性廃液のｐＨが、ｐＨ計４９Ａで測定される。ｐＨ計４９ＡのｐＨ測定値に基づいて、配管４３への注入が必要なｐＨ調整剤を供給するｐＨ調整剤注入装置５３の該当する注入装置（還元剤注入装置５４、酸注入装置５８、酸化剤注入装置６２及びアルカリ注入装置６６のうちの少なくとも一つの注入装置）の弁の開度を制御し、第一放射性廃液のｐＨが所定の値になるように、該当する注入装置から配管４３へのｐＨ調整剤の注入量を調節する。

廃液分解装置１３から配管４３に排出された、水質調整が行われる前の第一放射性廃液のｐＨは、例えば、６である。配管４３内を流れるｐＨ６の第一放射性廃液が、注入配管５７と配管４３の接続点に到達したとき、ｐＨ調整剤が水質調整装置１４から注入配管５７を通してその第一放射性廃液に注入される。ｐＨ調整剤の注入により、６０℃の第一放射性廃液のｐＨが、４．６以上１６以下の範囲内の、例えば、８に調整され、その第一放射性廃液の酸化還元電位が、－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲内の、例えば、－０．４Ｖに調整される。

第一放射性廃液の酸化還元電位を－０．４Ｖにする場合には、還元剤注入装置５４の酸化還元電位調整剤槽１３５内のアスコルビン酸水溶液を、所定量、弁１３６及び５６を開くことにより注入配管１３７及び５７を通して配管４３内に注入する。

さらに、第一放射性廃液のｐＨを８にする場合には、アルカリ注入装置６６のアルカリ槽６７内の水酸化ナトリウム水溶液を、所定量、弁６８を開くことにより注入配管６９及び４２を通して配管４３内に注入する。さらに、酸注入装置５８の酸槽５９内の希硝酸水溶液を、所定量、弁６０を開くことにより注入配管６１及び４２を通して配管４３内に注入し、還元剤注入装置５４の還元剤槽１３１内のヒドラジン水溶液を、所定量、弁１３２及び５６を開くことにより注入配管１３３及び５７を通して配管４３内に注入する。

このｐＨ調整は、例えば、水酸化ナトリウム水溶液及び希硝酸水溶液を水酸化ナトリウムの注入量が若干多くなるよう注入して第一放射性廃液のｐＨを中性の７よりも少し大きくし、第一放射性廃液のｐＨが８になるように、ヒドラジン水溶液を注入することにより行われる。このような各ｐＨ調整剤の注入量の調節は、ｐＨ計４９Ａで測定された第一放射性廃液のｐＨの測定値に基づいて弁６０，６８及び１３２のうち該当する弁の開度を制御することによって行われる。このとき、酸化剤注入装置６２の弁６４は閉じている。

以上に述べた、鉄化合物の生成工程Ｓ５において、水質調整装置１４により実施される第一放射性廃液の水質調整、例えば、第一放射性廃液のｐＨ調整は、後述の第二放射性廃液に対しても実施される。

上記の水質調整を行うことによって６０℃の第一放射性廃液のｐＨは８になり、その還元酸化電位は－０．４Ｖになる。ｐＨ８及び還元酸化電位－０．４Ｖは、図２３に示された鉄の電位－ｐＨ図に示された領域Ｒ２内に存在するｐＨ及び還元酸化電位である。

酸である、例えば、希硝酸、アルカリである、例えば、水酸化ナトリウム及び酸化還元電位調整剤である、例えば、アスコルビン酸は、放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位を大きく変化させることができ、アルカリ性還元剤である、例えば、ヒドラジン及び水質調整用酸化剤である、例えば、シュウ酸によれば、希硝酸及び水酸化ナトリウムよりも放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位の変化が小さくなる。

水質調整が行われて該当するｐＨ調整剤（例えば、水酸化ナトリウム、希硝酸、ヒドラジンおよびアスコルビン酸）を含む第一放射性廃液のｐＨが４．６以上１６以下の範囲内の８に調整され、第一放射性廃液の酸化還元電位が－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲内の－０．４Ｖに調整されると、第一放射性廃液に含まれる鉄イオンから第一放射性廃液内で鉄化合物であるＦｅ₃Ｏ₄が生成される。第一放射性廃棄物の水質調整により配管４３内の第一放射性廃液内で生成された鉄化合物（例えば、Ｆｅ₃Ｏ₄）が、第一放射性廃液に含まれるα核種の一部を吸着してα核種の一部を除去する（第一α核種除去工程Ｓ６）。

なお、２０℃～２５℃の範囲内の温度になっている放射性廃液のｐＨを６．６以上１４．２以下の範囲内のｐＨに調整して放射性廃液の酸化還元電位を－０．８９Ｖ以上－０．１５Ｖ以下の範囲内の酸化還元電位に調整し、放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位を、図２２に示す領域Ｒ１内のｐＨ及び酸化還元電位にすることにより、放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物（Ｆｅ（ＯＨ）₂）を生成することができる。

その後、第二α核種除去工程Ｓ７が実施される。この第二α核種除去工程Ｓ７において、第一α核種除去工程Ｓ６においてα核種の一部が除去されてｐＨが上記の範囲内に調整されている第一放射性廃液が、配管４３を通してα核種除去装置１５内のスペース領域７１に供給される。

鉄化合物によりα核種の一部が除去されてα核種濃度が所定濃度以下に低減された第一放射性廃液の一部は、配管７７を通して戻り配管２９に戻される。なお、第一放射性廃液のα核種の濃度は、α核種濃度計７０によって測定される。配管７７を通して戻り配管２９に戻された、α核種の濃度が所定濃度以下に低減された第一放射性廃液を、洗浄液供給タンク６から化学反応槽４に供給して再利用することにより、放射性廃液の排出量を低減することができる。

第二α核種除去工程Ｓ７では、まず、α核種吸着材であるフェライト粒子をα核種吸着材注入装置７３によりα核種除去装置１５内のスペース領域７１に注入する。具体的には、α核種吸着材注入装置７３において、弁７６を開いて吸着材槽７４内のフェライト粒子を、注入配管７５を通してそのスペース領域７１に注入する。

α核種除去装置１５に流入する第一放射性廃液のｐＨが、鉄化合物の生成工程Ｓ５において、４．６以上１６以下の範囲内の８に調整されているため、第一放射性廃液に含まれる、価数が「３～５」である各α核種（Ｕ，Ｐｕ，Ｎｐ，Ａｍ及びＣｍ）の価数が、スペース領域７１内で「３」に調整される。第一放射性廃液に含まれる、価数が「３」に調整された各α核種は、アルカリ性還元剤（例えば、ヒドラジン）の存在下で、領域７２においてフェライト粒子に効率良く吸着されて除去される（第二α核種除去工程Ｓ７）。図４において、α核種除去装置１５内に示される〇はα核種吸着材（フェライト粒子）であり、◇はα核種である。α核種除去装置１５に設けられた磁化率測定装置４９Ｂは、α核種除去装置１５内にフェライト粒子が存在しているかを検出する。

α核種除去装置１５から排出された第一放射性廃液は、α核種を吸着した鉄化合物、及びα核種除去装置１５内でα核種を吸着した、使用済みフェライト粒子であるフェライト粒子のそれぞれ（固形分）を含んでいる。この第一放射性廃液は、配管４４を通して固形分分離装置１６に供給される。固形分分離装置１６において、第一放射性廃液に含まれたα核種を吸着している鉄化合物及びフェライト粒子のそれぞれが、例えば、μｍオーダー以下の孔径を有する膜を用いたクロスフローフィルタ方式によるろ過により、第一放射性廃液から分離される（吸着材分離工程Ｓ８）。固形分分離装置１６でのフェライト粒子の分離は、クロスフローフィルタ方式の替りにデッドエンドフィルタ方式で行ってもよい。α核種が吸着されたフェライト粒子が分離された第一放射性廃液は、固形分分離装置１６から配管４４に排出される。固形分分離装置１６において、膜によってろ過されたろ液の一部は、配管７８を通して戻り配管２９に供給される。

鉄化合物の生成工程Ｓ５において、第一放射性廃液（または後述の第二放射性廃液）に注入される酸（例えば、希硝酸）及びアルカリ（例えば、水酸化ナトリウム）は分解不可能なｐＨ調整剤であり、アルカリ性還元剤（例えば、ヒドラジン）及び酸化還元電位調整剤（例えば、アスコルビン酸）は分解可能なｐＨ調整剤である。もし、鉄化合物の生成工程Ｓ５において、第一放射性廃液に水質調整用酸化剤（例えば、シュウ酸）を注入した場合には、この水質調整用酸化剤（例えば、シュウ酸）も分解可能なｐＨ調整剤である。

本実施例では、鉄化合物の生成工程Ｓ５において、第一放射性廃液のｐＨ及び酸化還元電位を調整するために、前述したように、分解不可能なｐＨ還元剤である希硝酸及び水酸化ナトリウム、及び分解可能なヒドラジンおよびアスコルビン酸が第一放射性廃液に注入されているので、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９における「ｐＨ調整剤が分解可能なｐＨ調整剤であるか」の判定が「ＹＥＳ」になり、ヒドラジン及びアスコルビン酸を含む第一放射性廃液が、固形分分離装置１６から、配管４５を通して分解装置１７に導かれる。

第一放射性廃液に含まれるヒドラジン及びアスコルビン酸は、分解装置１７内で分解される。すなわち、弁８２を開いて、薬液タンク８０内の過酸化水素を、供給配管８１を通して分解装置１７に供給する。分解装置１７内で、活性炭触媒及び過酸化水素の作用により、第一放射性廃液に含まれるヒドラジンが窒素及び水に分解され、アスコルビン酸が酸素及び水に分解される（分解可能なｐＨ調整剤の分解工程Ｓ１０）。分解装置１７から排出された、α核種、ヒドラジン及びアスコルビン酸を含んでいなく希硝酸及び水酸化ナトリウムを含んでいる第一放射性廃液は、配管４５を通して処理水回収タンク１８に導かれる。

鉄化合物の生成工程Ｓ５において、ｐＨを７にするために希硝酸水溶液及び水酸化ナトリウムが第一放射性廃液に注入された場合には、第一放射性廃液には分解可能なｐＨ調整剤（ヒドラジン及びシュウ酸）が含まれていないため、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９の判定が「Ｎｏ」になる。このため、α核種除去装置１５から排出された、希硝酸及び水酸化ナトリウムを含む第一放射性廃液は、分解装置１７に導かれるが、この場合には弁８２が閉じられているため、薬液タンク８０内の過酸化水素が分解装置１７に供給されない。希硝酸及び水酸化ナトリウムを含む第一放射性廃液は、そのまま、分解装置１７から排出され、処理水回収タンク１８に導かれる。

前述した処理水回収タンク１８内の第一放射性廃液（ヒドラジンまたはシュウ酸が分解されて希硝酸及び水酸化ナトリウムを含む第一放射性廃液）は、移送ポンプ４７を駆動して配管４６により乾燥粉体化装置１９に供給されて紛体化される（減容工程Ｓ１１）。乾燥粉体化装置１９で生成された、α核種を含まない紛体は、配管４８を通して固化設備２０に移送されて固化容器内に充填され、その固化容器内に固化材が注入されて固化される（容器充填または固化工程Ｓ１２）。この固化容器は、密封された後、保管場所に保管される。保管されるこの固化容器内には、超半減期のα核種が存在していない。

ここで、第一放射性廃液に希硝酸を注入した場合には、この第一放射性廃液の粉体化により生成された粉体は硝酸及び水酸化ナトリウムを含んでおり、この粉体を固化容器内で溶融したガラスにより固化して生成されたガラス固化体も、硝酸及び水酸化ナトリウムを含んでいる。

上述したように第一放射性廃液の処理が行われ、固化設備２０で固化が実行された状態では、まだ化学反応槽４内に、クラッドが溶解された、陽イオン交換樹脂を含む、α核種を吸着している放射性有機廃棄物が、残留している。引き続き、この陽イオン交換樹脂を含む放射性有機廃棄物の処理を行う。

第二洗浄工程Ｓ２が実施される。移送ポンプ３０の駆動によって、４０～４００ｇ／Ｌ程度のギ酸ヒドラジン水溶液（有機酸塩水溶液）が、洗浄液供給タンク６から洗浄液供給管３１を通して、放射性有機廃棄物が残留する化学反応槽４内に連続的に供給される。ギ酸ヒドラジン水溶液のギ酸ヒドラジンの濃度は、溶液１Ｌ当たりの溶質（ギ酸ヒドラジン）の質量である。化学反応槽４に供給されるギ酸ヒドラジン水溶液は、ｐＨ７程度の中性液である。洗浄液供給タンク６へのギ酸ヒドラジン水溶液の供給は、弁３５を開くことによって、有機酸塩槽８から配管３４及び配管３２を通して行われる。弁３３及び弁３７は閉じている。

放射性有機廃棄物は、化学反応槽４内でギ酸ヒドラジン水溶液と接触する。化学反応槽４内では、この接触によって、放射性有機廃棄物である陽イオン交換樹脂に吸着された、α核種であるウラン、プルトニウム、アメリシウム、ネプツニウム及びキュリウム、及びα核種以外の放射性核種であるコバルト６０、セシウム１３７、炭素１４、塩素３６のそれぞれのイオンが、ギ酸ヒドラジン水溶液中に溶離する（第二洗浄工程Ｓ２）。

化学反応槽４内からギ酸ヒドラジン水溶液のみを回収し、回収されたギ酸ヒドラジン水溶液は、戻り配管２９を通して洗浄液供給タンク６に移送される。このとき、弁２８は開いており、弁３９は閉じている。洗浄液供給タンク６に移送されたギ酸ヒドラジン水溶液は、再び、化学反応槽４に供給され、陽イオン交換樹脂に吸着された各放射性核種の溶離に使用される。ギ酸ヒドラジン水溶液の代わりに、シュウ酸、酢酸及びクエン酸のいずれかのヒドラジン塩の水溶液を用いてもよい。これらの有機酸塩は、水素イオンよりも陽イオン交換樹脂に吸着されやすい陽イオンを生じる有機酸塩である。

放射性有機廃棄物である陽イオン交換樹脂にシュウ酸水溶液を接触させた場合では、陽イオン交換樹脂に吸着されているコバルト６０に対する除染性能（除染係数）がＤＦ４程度である。これに対して、陽イオン交換樹脂にギ酸ヒドラジン水溶液を接触させた場合では、除染性能がＤＦ２０以上となり、シュウ酸水溶液を接触させた場合よりも、除染性能が向上した。シュウ酸水溶液のみを用いてＤＦ２０以上の除染性能を得るためには、繰り返し、シュウ酸を添加する必要がある。これに対して、ギ酸ヒドラジン水溶液を用いた場合には、その繰り返しが不要となり、使用する洗浄剤の量、すなわち、シュウ酸の量を低減することができる。

ここで、除染係数ＤＦは、（除染前の計数率）／（除染後の計数率）で算出される数値である。なお、ギ酸ヒドラジンによる除染（イオン溶離）は、シュウ酸による除染（クラッド溶解）の後に行う。よって、有機酸水溶液によるクラッドの溶解のみを実施する場合には、有機酸塩水溶液を用いたイオンの溶離は行わないため、除染係数ＤＦは、（除染前の計数率）／（クラッド溶解のみの計数率）で計算される値となる。一方、イオンの溶離も行う場合には、除染係数ＤＦは、（除染前の計数率）／（クラッド溶解及びイオン溶離の後の計数率）で計算される値となる。

化学反応槽４内での放射性核種の溶離（第二洗浄工程Ｓ２）が終了した後、弁２８を閉じて弁３９を開き、移送ポンプ２７を駆動する。化学反応槽４内の、溶離されたα核種及びα核種以外の放射性核種を含むギ酸ヒドラジン水溶液（以下、「第二放射性廃液」という）が、配管２９及び４０を通して、廃液分解装置１３の廃液貯槽に移送される。

その廃液分解装置１３の廃液貯槽へのギ酸ヒドラジン水溶液の移送が終了した後、弁２５を開いて化学反応層４内に残存する放射性有機廃棄物は、配管２６によって第二受入タンク１１に導かれる。第二受入タンク１１から取り出された放射性有機廃棄物は、所定量、焼却設備１２に移送され、焼却設備１２で焼却される。焼却により生成された灰は、固化容器内でセメント等の固化剤により固化される（焼却または固化工程Ｓ３）。

その廃液分解装置１３の廃液貯槽へのギ酸ヒドラジン水溶液の移送が終了した後、廃液分解工程Ｓ４が実施される。この廃液分解工程Ｓ４では、シュウ酸水溶液と同様に、オゾンが、オゾン供給装置４９からその廃液貯槽内のギ酸ヒドラジン水溶液中に噴射される。ギ酸ヒドラジン水溶液に含まれるギ酸及びヒドラジンが、噴射されたオゾンにより分解される。ギ酸は窒素ガスと水に、また、ヒドラジンは炭酸ガスと水に分解される。廃液貯槽内に噴射されたオゾンの残り、炭酸ガス及び窒素ガスが、廃液貯槽に接続されたガス排気管５２を通してオフガス処理装置（図示せず）に供給される。

廃液分解装置１３の廃液貯槽内でのギ酸及びヒドラジンの分解（廃液分解工程Ｓ４）が終了した後、その廃液貯槽へのオゾンの供給が停止されて移送ポンプ４１が駆動され、ギ酸及びヒドラジンの分解後においてその廃液貯槽内に残留する、α核種、α核種以外の放射性核種及び鉄イオンを含む第二放射性廃液が、配管４３を通して水質調整装置１４に供給される。このとき、弁４２は開いている。第二放射性廃液におけるα核種濃度は第一放射性廃液におけるそれよりも高く、第二放射性廃液における鉄イオン濃度は第一放射性廃液におけるそれよりも低い。

本実施例では、配管４３内を流れる６０℃の第二放射性廃液に対しても、前述の第一放射性廃液と同様に、廃液分解工程Ｓ４の後に鉄化合物の生成工程Ｓ５が実施される。水質調整装置１４によって、ｐＨ調整剤注入装置５３から注入配管５７を通してｐＨ調整剤が配管４３内の第二放射性廃液に注入される。本実施例において、配管４３内の第二放射性廃液に注入されるｐＨ調整剤としては、酸、水質調整用酸化剤、還元剤及びアルカリが用いられる。ｐＨ調整剤の注入により、第一放射性廃液と同様に、６０℃の第二放射性廃液のｐＨが４．６以上１６以下の範囲内の、例えば、８に調整され、その第二放射性廃液の酸化還元電位が－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲内の、例えば、－０．４Ｖに調整される。第二放射性廃液に対するこのような水質調整により、第二放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ₃Ｏ₄が生成される。第二放射性廃棄物の水質調整により配管４３内の第二放射性廃液内で生成された鉄化合物（例えば、Ｆｅ₃Ｏ₄）が、第二放射性廃液に含まれるα核種の一部を吸着してα核種の一部を除去する（第一α核種除去工程Ｓ６）。

第一α核種除去工程Ｓ６においてα核種の一部が鉄化合物によって除去されたｐＨが８の第二放射性廃液が、α核種除去装置１５内のスペース領域７１に流入する。第一放射性廃液の場合と同様に、フェライト粒子がα核種吸着材注入装置７３からそのスペース領域７１に注入される。第二放射性廃液のｐＨが８であるため、第二放射性廃液に含まれる、価数が「３～５」である各α核種（Ｕ，Ｐｕ，Ｎｐ，Ａｍ及びＣｍ）の価数が、スペース領域７１内で「３」に調整される。第二放射性廃液に含まれる、価数が「３」に調整された各α核種は、アルカリ性還元剤（例えば、ヒドラジン）の存在下で、領域７２においてフェライト粒子に効率良く吸着されて除去される（第二α核種除去工程Ｓ７）。

α核種除去装置１５から排出された第二放射性廃液に含まれた、α核種を吸着している鉄化合物及びフェライト粒子のそれぞれの固形分は、第一放射性廃液と同様に、固形分分離装置１６で除去される。具体的には、その固形分は、固形分分離装置１６内に存在する、例えば、μｍオーダー以下の孔径を有する膜を用いたクロスフローフィルタ方式によるろ過により、第二放射性廃液から分離される（吸着材分離工程Ｓ８）。α核種が吸着されたフェライト粒子が分離された第二放射性廃液は、固形分分離装置１６から配管４５に排出される。

鉄化合物の生成工程Ｓ５において、分解可能なｐＨ調整剤であるアルカリ性還元剤、例えば、ヒドラジン及び酸化還元電位調整剤である、例えば、アスコルビン酸が第二放射性廃液に注入されているので、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９の判定が「ＹＥＳ」になる。このため、ｐＨ８の、ヒドラジン及びアスコルビン酸を含む、配管４５内の第二放射性廃液は、固形分分離装置１６から分解装置１７に導かれる。

第二放射性廃液に含まれるヒドラジン及びアスコルビン酸は、第一放射性廃液に含まれるヒドラジン及びアスコルビン酸と同様に、分解装置１７内で、活性炭触媒及び過酸化水素の作用により分解される（分解可能なｐＨ調整剤の分解工程Ｓ１０）。分解装置１７から排出された、α核種、ヒドラジン及びアスコルビン酸を含んでいなく希硝酸及び水酸化ナトリウムを含んでいる第一放射性廃液は、配管４４を通して処理水回収タンク１８に導かれる。

処理水回収タンク１８内の第二放射性廃液（ヒドラジンまたはシュウ酸が分解されて希硝酸及び水酸化ナトリウムを含む第一放射性廃液）は、移送ポンプ４７を駆動して配管４８により乾燥粉体化装置１９に供給されて紛体化される（減容工程Ｓ１１）。乾燥粉体化装置１９で生成された、α核種を含まない紛体は、配管４６を通して固化設備２０に移送されて固化容器内に充填され、その固化容器内に固化材が注入されて固化される（容器充填または固化工程Ｓ１２）。この固化容器は、密封された後、保管場所に保管される。保管されるこの固化容器内には、超半減期のα核種が存在していない。

ここで、第二放射性廃液に希硝酸を注入した場合には、この第二放射性廃液の粉体化により生成された粉体は硝酸及び水酸化ナトリウムを含んでおり、この粉体を固化容器内で溶融したガラスにより固化して生成されたガラス固化体も、硝酸及び水酸化ナトリウムを含んでいる。

本実施例によれば、α核種を含む放射性廃液（第一放射性廃液及び後述の第二放射性廃液のそれぞれ）にｐＨ調整剤（アルカリ、酸、水質調整用酸化剤及び還元剤の少なくとも１つ）を注入することによって、鉄イオンを含む放射性廃液内にα核種を吸着する鉄化合物を生成することができる。放射性廃液に含まれるα核種は第一α核種除去工程Ｓ６において生成された鉄化合物によって除去されるため、α核種除去装置１５に流入する放射性廃液に含まれる超半減期のα核種の濃度が低減される。このため、α核種除去装置１５に注入するα核種吸着材（例えば、フェライト粒子）の量を減少させることができ、α核種吸着材の使用量を低減できる。これにより、α核種除去装置１５をよりコンパクトにすることができる。

特に、鉄化合物は、鉄化合物の生成工程Ｓ５において、ｐＨ調整剤を、α核種を含む放射性廃液に注入し、この放射性廃液のｐＨを６．６以上１４．２以下の範囲内のｐＨ（または４．６以上１６以下の範囲内のｐＨ）にし、放射性廃液の酸化還元電位を－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲内の酸化還元電位（または－０．８９Ｖ以上－０．１５Ｖ以下の範囲内の酸化還元電位）４以上８未満の範囲内のｐＨにすることによって、放射性廃液内で生成することができる。

放射性廃液内の鉄化合物で除去されずに放射性廃液内に残ったα核種は、第二α核種除去工程Ｓ７において、α核種除去装置１５内でα核種吸着材によって除去できる。

本実施例では、第一α核種除去工程Ｓ６における鉄化合物によるα核種の除去、その後の第二α核種除去工程Ｓ７におけるα核種除去装置１５でのα核種の除去の二段階で、α核種を除去することができる。

粒状のα核種吸着材がα核種吸着材注入装置７３からα核種除去装置１５内のα核種を含む放射性廃液中に注入されるため、α核種除去装置１５内でその放射性廃液と接触するα核種吸着材の表面積が増大し、α核種吸着材によって除去されるα核種が増加する。特に、α核種吸着材の粒径を１μｍ以下にすることにより、α核種吸着材粒子のα核種の吸着量が著しく増加する。

また、α核種除去装置１５へのα核種吸着材粒子の注入により、特願２０１８－２１０３１５号の明細書に記載された、α核種吸着材粒子が充填されたα核種吸着材層が内部に形成されたα核種除去装置にα核種を含む放射性廃液を供給する場合に比べて、α核種吸着材粒子がα核種除去装置１５内の放射性廃液に浸漬される時間を制御することができる。これにより、α核種吸着材粒子のα核種吸着量が所定のα核種吸着量となる時間まで、α核種吸着材粒子を放射性廃液に浸漬させるように制御することができる。

そして、所定のα核種吸着量となる所定の時間までα核種吸着材粒子を放射性廃液に浸漬させた後に、α核種を吸着した鉄化合物及びα核種吸着材粒子を含む放射性廃液を、α核種除去装置１５から固形分分離装置１６に供給することが可能となる。このため、α核種を含む放射性廃棄物を低減することができる。

本実施例によれば、第一洗浄工程Ｓ１において、有機酸水溶液（例えば、シュウ酸水溶液）を用いて、放射性有機廃棄物に混在している酸化鉄成分を溶解させることができる。さらに、本実施例によれば、第二洗浄工程Ｓ２において、放射性有機廃棄物である陽イオン交換樹脂に吸着された、α核種のイオンを含む放射性核種イオンを、有機酸塩水溶液（例えば、ギ酸ヒドラジン水溶液）の陽イオン交換樹脂への接触によって陽イオン交換樹脂から脱離させることにより、放射性有機廃棄物に含まれる放射性核種の濃度を低減することができる。これにより、高線量の放射性廃棄物の量を低減することができる。特に、有機酸水溶液によっても陽イオン交換樹脂から脱離されずに陽イオン交換樹脂に吸着されて残っているα核種のイオンを含む放射性核種のイオンを、有機酸塩水溶液を放射性有機廃棄物に接触させることにより、効率良く、陽イオン交換樹脂から脱離させることができる。

本実施例によれば、α核種を含む放射性廃液にアルカリ性還元剤、例えば、ヒドラジンを注入して放射性廃液のｐＨを調節するため、放射性廃液に含まれる超半減期のα核種が、α核種除去装置１５に注入したフェライト（α核種吸着材）によって除去されやすくなる。このため、放射性廃液に含まれるα核種がα核種除去装置１５において除去され、α核種除去装置１５から流出する放射性廃液に含まれる超半減期のα核種が著しく低減される。この結果、α核種除去装置１５から流出する放射性廃液の放射線線量が著しく低減され、超半減期のα核種を含む放射性廃棄物（例えば、固化体）の発生量を低減できる。

化学反応槽４から戻り配管２９に排出された第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれのα核種濃度が所定の濃度になったときに、化学反応槽４から廃液分解装置１３にα核種を含む第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれを移送することにより、第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれに含まれるα核種吸着材におけるα核種の吸着性能を十分に発揮させることができる。

本実施例では、α核種除去装置１５内に存在する放射性廃液に含まれる鉄化合物及びα核種吸着材が、固形分分離装置１６で分離される。分離された鉄化合物及びα核種吸着材は、固化容器（以下、「第１固化容器」という）内に収納される。その後、例えば、溶融したガラスが、α核種を吸着している所定量の鉄化合物及びα核種吸着材が収納された第１固化容器内に充填される。溶融したガラスが固化した後、α核種を吸着した所定量の鉄化合物及びα核種吸着材が収納された第１固化容器が密封される。

高線量樹脂貯蔵タンク２内に貯蔵されている放射性有機廃棄物にα核種が吸着された陽イオン交換樹脂が含まれているときに、前述した特開２０１５－６４３３４号公報に記載された放射性有機廃棄物の処理方法を実施すると、放射性有機廃棄物に含まれているクラッドを溶解した有機酸水溶液、陽イオン交換樹脂からα核種を脱離させた有機酸塩水溶液のそれぞれには、α核種が含まれている。α核種を含む有機酸水溶液の有機酸を分解用酸化剤で分解して生成された第一放射性廃液、及びα核種を含む有機酸塩水溶液の有機酸塩を分解用酸化剤で分解して生成された第二放射性廃液のそれぞれは、粉体化されて別々の固化容器（以下、「第２固化容器」という）内に充填され、その後、例えば、溶融されたガラスが各第２固化容器内に充填される。第一放射性廃液の、α核種を含む粉体を固化する溶融ガラスが第２固化容器内で固化された後に、この第２固化容器が密封される。第二放射性廃液の、α核種を含む粉体を固化する溶融ガラスが第２固化容器内で固化された後に、この第２固化容器が密封される。

ここで、本実施例の処理方法と特開２０１５－６４３３４号公報に記載された処理方法とを、比較する。これらの処理方法において、第一洗浄工程Ｓ１及び第二洗浄工程Ｓ２の実施の対象となる放射性有機廃棄物の量が同じであって溶解されるクラッドの量及び脱離されるα核種の量が同じであり、発生する第一放射性廃液の量及び第二放射性廃液の量が同じであるとする。このとき、本実施例で発生する、α核種を吸着した鉄化合物及びα核種吸着材を第１固化容器内でガラス固化することにより生成されたガラス固化体の個数は、特開２０１５－６４３３４号公報に記載された処理方法で発生した、第一放射性廃液の、α核種を含む粉体を第２固化容器内でガラス固化することにより生成されたガラス固化体の個数と、第二放射性廃液の、α核種を含む粉体を第２固化容器内でガラス固化することにより生成されたガラス固化体の個数の合計よりも少なくなる。すなわち、本実施例で発生する、α核種を含むガラス固化体（α核種を含む放射性廃棄物）は、特開２０１５－６４３３４号公報記載された処理方法で発生する、α核種を含むガラス固化体（α核種を含む放射性廃棄物）よりも低減できる。

本実施例によれば、クラッドを溶解した有機酸水溶液に含まれる有機酸（例えば、シュウ酸）、及びα核種を溶離した有機酸塩水溶液に含まれる有機酸塩（例えば、ギ酸ヒドラジン）が、分解用酸化剤を用いた酸化処理により分解されるため、α核種を含む放射性廃液の量が低減され、α核種除去後の放射性廃液の濃縮または粉体化によって、発生する放射性廃棄物の量が低減される。

本実施例によれば、有機酸水溶液による、放射性有機廃棄物に含まれるクラッドの溶解（第一洗浄工程Ｓ１）、及び有機酸塩水溶液による、放射性有機廃棄物である陽イオン交換樹脂に吸着されたα核種の脱離（第二洗浄工程Ｓ２）を、一つの洗浄槽（例えば、化学反応槽４）内で順番に実施するので、放射性廃液処理システムをよりコンパクトにすることができる。

実施例１において、水質調整装置１４の替りに、図５に示す水質調整装置１４Ａを用いることができる。水質調整装置１４Ａは、水質調整装置１４におけるｐＨ調整剤注入装置５３及びｐＨ計４９Ａと共に、脱溶存炭酸剤注入装置７８、酸化還元電位測定装置８２Ａ及び炭酸濃度計８３を備えている。脱溶存炭酸剤注入装置７８は、脱溶存炭酸剤槽７９Ａ、及び弁８０Ａが設けられた注入配管８１Ａを有する。脱溶存炭酸剤槽７９Ａに接続された注入配管８１Ａは、ｐＨ計４９Ａの配管４３への取り付け位置と、配管４３と配管７７の接続点の間で配管４３に接続される。脱溶存炭酸剤槽７９Ａには、脱溶存炭酸剤として、亜硫酸ナトリウム、Ｎ_２ガス及びＡｒガスのいずれかが充填される。

酸化還元電位測定装置８２Ａは、ｐＨ計４９Ａの配管４３への取り付け位置と、注入配管８１Ａと配管４３の接続位置との間で、配管４３に取り付けられる。炭酸濃度計８３は、注入配管８１Ａと配管４３の接続位置と、α核種濃度計７０の配管４３への取り付け位置との間で、配管４３に取り付けられる。

水質調整装置１４Ａを用いた場合における第１放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれに対して実施される鉄化合物の生成工程Ｓ５を、以下に説明する。

廃液分解工程Ｓ４において、廃液分解装置１３の廃液貯槽内の第一放射性廃液に含まれるシュウ酸が分解された後、α核種、α核種以外の放射性核種及び鉄イオンを含む６０℃の第一放射性廃液が、配管４３を通して水質調整装置１４Ａに供給される。

鉄化合物の生成工程Ｓ５において、ｐＨ調整剤が、水質調整装置１４Ａから注入配管５７を通して配管４３内の第一放射性廃液に注入される。ｐＨ調整剤の注入により、第一放射性廃液のｐＨは、４．６以上１６以下の範囲内の、例えば、８に調整される。このとき、前述したように、水質調整装置１４Ａのアルカリ注入装置６６から水酸化ナトリウム水溶液が、酸注入装置５８から希硝酸水溶液が、還元剤注入装置５４の還元剤供給装置１３０からヒドラジン水溶液が、還元剤注入装置５４の酸化還元電位調整剤供給装置１３４からアスコルビン酸水溶液がそれぞれ所定量、配管４３内に注入される。

さらに、鉄化合物の生成工程Ｓ５では、第一放射性廃液における溶存炭素の量を調整するために、弁８０Ａを開くことによって脱溶存炭酸剤注入装置７８の脱溶存炭酸剤槽７９Ａ内の脱溶存炭酸剤、例えば、亜硫酸ナトリウムが、注入配管８１Ａを通して配管４３に注入される。亜硫酸ナトリウムの注入によりｐＨが８の第一放射性廃液に溶存している炭素の量が減少する。

水質調整装置１４Ａを用いることによって、前述したように、第一放射性廃液のｐＨを４．６以上１６以下の範囲内の、例えば、８に調整することができ、第一放射性廃液に溶存している炭素の量を減少させることができる。このため、水質調整装置１４により第一放射性廃液のｐＨ調整だけを行う場合に比べて、水質調整装置１４Ａを用いて第一放射性廃液のｐＨ調整及び第一放射性廃液の溶存炭素量の減少を実施する場合には、第一放射性廃液内で生成される鉄化合物の量が増加し、鉄化合物による、第一放射性廃液に含まれているα核種の吸着量が増加する。このため、鉄化合物により多くのα核種を除去することができ、鉄化合物で除去されるα核種の量が増加する。それだけ、α核種除去装置１５に供給される第一放射性廃液に含まれるα核種の量が少なくなり、α核種除去装置１５に注入されるα核種吸着材の量も減らすことができる。第二放射性廃液においても、同様な効果を得ることができる。

実施例１において、水質調整装置１４の替りに、図６に示す水質調整装置１４Ｂを用いることができる。

水質調整装置１４Ｂは、脱溶存炭酸剤注入装置７８、ｐＨ計４９Ａ及び炭酸濃度計８３を備えている。脱溶存炭酸剤注入装置７８は、脱溶存炭酸剤槽７９Ａ、及び弁８０Ａが設けられた注入配管８１Ａを有する。脱溶存炭酸剤槽７９Ａに接続された注入配管８１Ａは、ｐＨ計４９Ａの配管４３への取り付け位置と、配管４３と配管７７の接続点の間で配管４３に接続される。脱溶存炭酸剤槽７９Ａには、脱溶存炭酸剤として、亜硫酸ナトリウム、Ｎ_２ガス及びＡｒガスのいずれかが充填される。炭酸濃度計８３は、注入配管８１Ａと配管４３の接続位置と、α核種濃度計７０の配管４３への取り付け位置との間で、配管４３に取り付けられる。なお、水質調整装置１４ＢはｐＨ調整剤注入装置５３を備えていない。

廃液分解装置１３内で有機酸が分解された第一放射性廃液及び有機酸塩が分解された第二放射性廃液のそれぞれが、配管４３に排出される。第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれにおける溶存炭素の量を調整するために、弁８０Ａを開くことによって脱溶存炭酸剤注入装置７８の脱溶存炭酸剤槽７９Ａ内の脱溶存炭酸剤、例えば、亜硫酸ナトリウムが、注入配管８１Ａを通して配管４３に注入される。亜硫酸ナトリウムの注入により第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれにおいて溶存している炭素の量が減少する。

このように第一放射性廃液及び第二放射性廃液のそれぞれの溶存炭素量が低減されることにより、図１０、図１３、図１６及び図１９にそれぞれ示すように、各放射性廃液においてα核種濃度を低減することができる。

本発明の好適な他の実施例である実施例２の放射性廃液の処理方法を、図１ないし図４を用いて説明する。本実施例は、沸騰水型原子力プラントで発生する放射性有機廃棄物の処理を行う放射性廃液の処理方法である。

第一洗浄工程Ｓ１において、シュウ酸水溶液（有機酸水溶液）を、放射性有機廃棄物が存在する化学反応槽４に供給し、その放射性有機廃棄物に付着したクラッドを溶解する。クラッドの溶解によって、生成された鉄イオン、及びクラッドに含まれた放射性核種（例えば、コバルト６０）はシュウ酸水溶液中に移行する。イオン交換によって、放射性有機廃棄物に吸着されたα核種の一部が放射性有機廃棄物からシュウ酸水溶液中に脱離する。鉄イオン、α核種、及びα核種以外の放射性核種を含む６０℃のシュウ酸水溶液が、化学反応槽４から配管２９及び配管４０を通って廃液分解装置１３の廃液貯槽に移送される。

第二洗浄工程Ｓ２において、ギ酸ヒドラジン水溶液（有機酸塩水溶液）を、化学反応槽４に供給し、化学反応槽４内でその放射性有機廃棄物に吸着されたα核種をギ酸ヒドラジン水溶液中に溶離させる。α核種及び鉄イオンを含むギ酸ヒドラジン水溶液が、化学反応槽４から配管２９及び配管４０を通って廃液分解装置１３のシュウ酸水溶液が存在する廃液貯槽に移送される。ギ酸ヒドラジン水溶液は、その廃液貯槽内でシュウ酸水溶液と混合される。

オゾンを、シュウ酸及びギ酸ヒドラジンが存在する、廃液貯槽内の水溶液中に噴射し、シュウ酸及びギ酸ヒドラジンを分解する（廃液分解工程Ｓ４）。シュウ酸及びギ酸ヒドラジンの分解では、シュウ酸水溶液を廃液貯槽内に供給してこのシュウ酸水溶液にオゾンを噴射してシュウ酸を分解し、その後、廃液貯槽内のシュウ酸が分解された水溶液にギ酸ヒドラジン水溶液を供給し、ギ酸ヒドラジンを含む水溶液にオゾンを噴射してギ酸ヒドラジンを分解してもよい。シュウ酸が分解された水溶液にギ酸ヒドラジン水溶液を供給する場合も、シュウ酸水溶液及びギ酸ヒドラジン水溶液が実質的に混合されている。

廃液分解工程Ｓ４が終了した後、廃液分解装置１３の廃液貯槽内の、鉄イオン及びα核種を含む６０℃の放射性廃液は、廃液貯槽から配管４３に排出される。本実施例では、廃液貯槽から配管４３に排出された放射性廃液に対して、実施例１と同様に、鉄化合物の精製工程Ｓ５ないし容器充填または固化工程Ｓ１２の各工程が実施される。本実施例では、実施例１のように、第一放射性廃液と第二放射性廃液が廃液貯槽から別々排出されてはいなく、第一放射性廃液と第二放射性廃液が混ざった放射性廃液として廃液貯槽から排出される。

水質調整装置１４から該当するｐＨ調整剤を、配管４３内を流れる放射性廃液に注入することにより、放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物（Ｆｅ₃Ｏ₄）が生成される（鉄化合物の精製工程Ｓ５）。放射性廃液に含まれるα核種の一部が、生成された鉄化合物によって吸着され、放射性廃液から除去される（第一α核種除去工程Ｓ６）。α核種の一部が除去された放射性廃液がα核種除去装置１５に供給される。そのα核種の一部は、α核種除去装置１５内でα核種吸着材注入装置７３から注入されるフェライト粒子に吸着されて除去される（第一α核種除去工程Ｓ７）。その後、固形分分離工程Ｓ５ないし容器充填または固化工程Ｓ１２の各工程が実施される。

本実施例において、水質調整装置１４を、図５に示す水質調整装置１４Ａに替えてもよい。

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、本実施例では、化学反応槽４から廃液分解装置１３の廃液貯槽内にシュウ酸水溶液（第一放射性廃液）及びギ酸ヒドラジン水溶液（第二放射性廃液）を供給してそれらの水溶液を廃液貯槽内で実質的に混合し、シュウ酸及びギ酸ヒドラジンを廃液貯槽内で分解用酸化剤（例えば、オゾン）によって分解する。本実施例では、鉄イオン及びα核種を含む有機酸水溶液と有機酸水溶液よりも鉄イオンの含有量が少なくα核種の含有量が多い有機酸塩水溶液を実質的に混合するため、前述の問題点が改善され、それらの混合によって生成された放射性廃液では、鉄イオン量が、有機酸水溶液及び有機酸塩水溶液のそれぞれにおける鉄イオン量よりも多くなる。このため、混合によって生成された放射性廃液における鉄イオンから生成される鉄化合物の量が、有機酸水溶液において生成される鉄化合物の量及び有機酸塩水溶液において生成される鉄化合物の量よりも多くなる。混合によって生成された放射性廃液の、鉄化合物によるα核種の低減度合いが、有機酸水溶液及び有機酸塩水溶液それぞれの、鉄化合物によるα核種の低減度合いよりも大きくなる。

また、実施例１では、有機酸水溶液と有機酸水溶液が混合されて有機酸及び有機酸塩が分解された後、廃液分解装置１３の廃液貯槽から配管４３に排出された放射性廃液に対して鉄化合物の精製工程Ｓ５ないし容器充填または固化工程Ｓ１２の各工程が実施されるため、本実施例における放射性廃液の処理方法に要する時間は、第一放射性廃液及び第二放射性廃液に対して別々に鉄化合物の精製工程Ｓ５ないし容器充填または固化工程Ｓ１２の各工程を実施する実施例１における放射性廃液の処理方法に要する時間よりも著しく短縮できる。

本実施例において、水質調整装置１４の替りに、図５に示す水質調整装置１４Ａを用いてもよい。

本発明の好適な他の実施例である実施例３の放射性廃液の処理方法を、図１ないし図３及び図７を用いて説明する。本実施例は、沸騰水型原子力プラントで発生する放射性有機廃棄物の処理を行う放射性廃液の処理方法である。

本実施例の放射性廃液の処理方法で用いられる放射性廃液処理システムは、鉄イオン注入装置１３９（図７参照）を実施例１で用いられる放射性廃液処理システム１に追加した構成を有する。鉄イオン注入装置１３９は、鉄イオン槽１４０及び注入配管１４２を有する。弁１４１を設けた注入配管１４２が鉄イオン槽１４０に接続される。注入配管１４２は、さらに、廃液分解装置１３と、水質調整装置１４の注入配管５７と配管４３の接続点との間で、配管４３に接続される。例えば、鉄（II）イオンを含むギ酸水溶液が鉄イオン槽１４０に充填される。

本実施例でも、実施例１と同様に、第一洗浄工程Ｓ１、第二洗浄工程Ｓ２及び廃液分解工程Ｓ４が実施される。廃液分解装置１３から配管４３に排出された、鉄イオン及びα核種を含む放射性廃液（第一放射性廃液または第二放射性廃液）が、配管４３内を流れ、配管４３と注入配管１４２の接続点に達する。弁１４１を開くと、鉄イオン槽１４０内の鉄（II）イオンを含むギ酸水溶液が、所定量、注入配管１４２を通して配管４３内の６０℃の放射性廃液に注入される。そして、α核種を含む放射性廃液に、実施例１と同様に、水質調整装置１４からｐＨ調整剤を注入して、その放射性廃液のｐＨが８に、酸化還元電位が－０．４Ｖになるように、放射性廃液の水質が調整される。このような放射性廃液の水質調整によって、放射性廃液に含まれる、廃液分解装置１３から配管４３に排出されるときに含まれていた鉄イオン、及び鉄イオン注入装置１３９から注入された鉄イオンから鉄化合物（Ｆｅ₃Ｏ₄）が生成される（鉄化合物の生成工程Ｓ５）。放射性廃液に含まれるα核種の一部は、生成された鉄化合物に吸着されて除去される（第一α核種除去工程Ｓ６）。α核種の一部が除去された放射性廃液は、α核種除去装置１５に供給される。放射性廃液に含まれるα核種は、α核種除去装置１５内で注入されたフェライト粒子に吸着されて除去される。

その後、実施例１と同様に、固形分分離工程Ｓ８ないし容器充填または固化工程Ｓ１２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、鉄化合物の生成工程Ｓ５の前で、鉄イオンを放射性廃液に注入しているため、鉄化合物の生成工程Ｓ５において生成される鉄化合物の量が増加する。このため、その鉄化合物に吸着されるα核種が増加するため、放射性廃液から除去されるα核種の量が増加する。特に、鉄イオンの含有量が少ない第二放射性廃液に鉄イオンを注入することによって、生成される鉄化合物の量が増加し、第二放射性廃液から除去されるα核種の量が増加する。

例えば、水質調整装置１４を図５に示す水質調整装置１４Ａに替えて、水質調整装置１４Ａの注入配管５７と配管４３の接続点よりも上流で、鉄イオン注入装置１３９を配管４３に接続する（図８参照）。廃液分解装置１３から配管４３に排出された放射性廃液に、鉄イオン注入装置１３９から鉄イオンを含むギ酸水溶液を注入する。注入された鉄イオンを含む放射性廃液に、水質調整装置１４ＡからｐＨ調整剤を注入して放射性廃液の水質調整を行うことによって、注入された鉄イオンから鉄化合物が生成される。この鉄化合物によって放射性廃液に含まれるα核種の一部を吸着して除去するため、放射性廃液から除去されるα核種の量が増加する。

実施例２においても、鉄イオン注入装置１３９を、水質調整装置１４（または１４Ａ）よりも上流で配管４３に接続してもよい。

本発明の好適な他の実施例である実施例４の放射性廃液の処理方法を、図１、図４及び図２７を用いて説明する。本実施例は、沸騰水型原子力プラントで発生する放射性有機廃棄物の処理を行う放射性廃液の処理方法である。

本実施例の放射性廃液の処理方法でも、実施例１で実施される、図１に示したＳ１～Ｓ１２の各工程が実施される。

図２７に示す放射性廃液処理システム１Ａは、放射性有機廃棄物を処理する化学洗浄部１０Ａ、及び化学洗浄部１０Ａから排出される洗浄廃液（放射性廃液）を処理する廃液処理部３８を備える。化学洗浄部１０Ａでは、クラッドを溶解する第一洗浄工程Ｓ１、及び放射性核種を放射性有機廃棄物から溶離させる第二洗浄工程Ｓ２が行われる。

化学洗浄部１０Ａは、第１洗浄槽８８、第２洗浄槽８９、有機酸槽９０、移送水槽９１、有機酸塩槽９２及び移送水槽９３を有する。移送水槽９４及び高線量樹脂貯蔵タンク２が化学洗浄部１０Ａの上流に配置され、第二受入タンク１１及び焼却設備（またはセメント固化設備）１２が化学洗浄部１０Ａに接続される。

移送水槽９４が移送水供給管９５によって高線量樹脂貯蔵タンク２に連絡される。高線量樹脂貯蔵タンク２が移送ポンプ２２を設けた有機廃棄物供給管２１によって第１洗浄槽８８に連絡される。撹拌翼９６の回転軸にモータ９７を取り付けて構成される撹拌装置が、第１洗浄槽８８に設置される。有機酸槽９０の底部に接続された有機酸供給管９８及び移送水槽９１の底部に接続された移送水供給管９９が切換え弁１００に接続される。有機酸槽９０には有機酸水溶液であるシュウ酸水溶液が充填されており、移送水槽９１には移送水となる水が充填されている。切換え弁１００に接続された液体供給管１０２が第１洗浄槽８８に接続され、移送ポンプ１０１が液体供給管１０２に設けられる。

撹拌翼１０５の回転軸にモータ１０６を取り付けて構成される撹拌装置が、第２洗浄槽８９に設置される。移送ポンプ１０３を設けた有機廃棄物移送管１０４が、第１洗浄槽８８及び第２洗浄槽８９に接続される。有機酸塩槽９２の底部に接続された有機酸塩供給管１０７及び移送水槽９３の底部に接続された移送水供給管１０８が切換え弁１０９に接続される。有機酸塩槽９２には有機酸塩水溶液であるギ酸アンモニウム水溶液が充填されており、移送水槽９３には移送水となる水が充填されている。

切換え弁１０９に接続された液体供給管１１１が第２洗浄槽８９に接続され、移送ポンプ１１０が液体供給管１１１に設けられる。移送ポンプ１１２が設けられた有機廃棄物移送管１１３が、第２洗浄槽８９に挿入され、この有機廃棄物移送管１１３の一端部が第２洗浄槽８９の底部近くまで達している。有機廃棄物移送管１１３が第二受入タンク１１に接続される。第二受入タンク１１に接続された配管が焼却設備（またはセメント固化設備）１２に接続される。

また、廃液処理部３８は、実施例１で用いられる放射性廃液処理システム１の廃液処理部３８と同じ構成であり、廃液分解装置１３、水質調整装置１４、α核種除去装置１５、固形分分離装置１６、α核種吸着材注入装置７３、分解装置１７、酸化剤供給装置７９及び処理水回収タンク１８を有する。

廃液分解装置１３は図３に示す構造を有する。第１洗浄槽８８内に挿入されて第１洗浄槽８８に取り付けられた廃液移送管１１５が、廃液分解装置１３の廃液貯槽に接続される。廃液移送管１１５には、移送ポンプ１１４が設けられる。第２洗浄槽８９内に挿入されて第２洗浄槽８９に取り付けられた廃液移送管１１７が、廃液分解装置１３の廃液貯槽に接続される。移送ポンプ１１６が廃液移送管１１７に設けられる。移送ポンプ４１が設けられた配管４３が、廃液分解装置１３の廃液貯槽内に挿入されて、廃液貯槽に取り付けられる。配管４３は、水質調整装置１４及びα核種除去装置１５にも接続される。

水質調整装置１４、α核種除去装置１５及びα核種吸着材注入装置７３は、実施例１で用いられる放射性廃液処理システム１の水質調整装置１４、α核種除去装置１５及びα核種吸着材注入装置７３と同じ構造である。本実施例で用いられる水質調整装置１４、α核種除去装置１５及びα核種吸着材注入装置７３のそれぞれの詳細な構造は、図４に記載されている。水質調整装置１４の注入配管５７が配管４３に接続される。α核種濃度計７０が配管４３に取り付けられる。配管４３がα核種除去装置１５のケーシングに接続される。α核種吸着材注入装置７３の注入配管７５の一端が、α核種除去装置１５内のスペース領域７１内に挿入されている。

なお、図２７では図示されていないが、水質調整装置１４の下流で配管４３に接続された配管７７（図２参照）が、移送ポンプ２７と弁２８の間で、化学洗浄部１０の戻り配管２９に接続されている。また、図２７では図示されていないが、固形分分離装置１６に接続された配管７８も、化学洗浄部１０の戻り配管２９の移送ポンプ２７と弁２８の間に接続されている。

配管４４が、α核種除去装置１５、固形分分離装置１６、分解装置１７及び処理水回収タンク１８に接続される。配管４５が、固形分分離装置１６、分解装置１７及び処理水回収タンク１８を接続する。配管４６は処理水回収タンク１８と乾燥粉体化装置１９を接続する。配管４８は乾燥粉体化装置１９と固化設備２０を接続する。

放射性廃液処理システム１Ａを用いた、本実施例の放射性廃液の処理方法を、詳細に説明する。

実施例１と同様に、沸騰水型原子力プラントの原子炉冷却材浄化系、燃料プール冷却浄化系等から発生する放射性有機廃棄物は、高線量樹脂貯蔵タンク２内に、長期間、貯蔵保管されている。貯蔵保管されている放射性有機廃棄物には、クラッドが含まれており、さらに、α核種、及びα核種以外の放射性核種が吸着されている。

高線量樹脂貯蔵タンク２内に長期間貯蔵された放射性有機廃棄物を、高線量樹脂貯蔵タンク２の外部に移送する際には、移送水槽９４内の水が移送水供給管９５を通して高線量樹脂貯蔵タンク２内に供給される。この水の供給によって、高線量樹脂貯蔵タンク２内の放射性有機廃棄物を、移送し易いスラリーの状態にする。

移送ポンプ２２を駆動することによって、高線量樹脂貯蔵タンク２内の放射性有機廃棄物スラリーが、有機廃棄物供給管２１を通して、第１洗浄槽８８に供給される。第１洗浄槽８８内で、放射性有機廃棄物スラリーの水位が所定レベルに達したとき、移送ポンプ２２が停止され、そのスラリーの第１洗浄槽８８への供給が停止される。その後、移送ポンプ１１４が駆動され、第１洗浄槽８８内のスラリーに含まれる水が、放射性廃液（以下、実施例１と同様に、「第三放射性廃液」という）として、廃液移送管１１５を通して廃液分解装置１３の廃液貯槽内に排出される。その廃液貯槽内に導かれた第三放射性廃液は、実施例１における第三放射性廃液と同様に、α核種除去装置１５に導かれる。第１洗浄槽８８内の、放射性有機廃棄物スラリーに含まれる水分はα核種を含まないので、廃液分解装置１３の廃液貯槽内の第三放射性廃液は、α核種を含んでおらず、α核種以外の放射性核種を含んでいる。

第三放射性廃液が、α核種除去装置１５を通過し、処理水回収タンク１８に導かれる。その第三放射性廃液がα核種除去装置１５を通過する間、α核種除去装置１５内のフェライト（Ｆｅ₃Ｏ₄）粒子は、α核種、及びα核種以外の放射性核種を吸着しない。第三放射性廃液がα核種を含んでいないため、ｐＨ調整剤注入装置５３から配管４３へのｐＨ調整剤水溶液の注入が行われず、分解装置１７における還元剤（例えば、ヒドラジン）の分解も行われない。第三放射性廃液に含まれるコロイド性の物質及び固形分は、フェライトのフィルタ効果によって除去される。

廃液分解装置１３の廃液貯槽内の第三放射性廃液の、α核種除去装置１５への移送が終了したとき、移送ポンプ４１が停止される。処理水回収タンク１８内のα核種を含んでいない第三放射性廃液は、乾燥粉体化装置１９で紛体化され、生成された紛体は固化設備２０に移送されて固化容器内で固化される。この固化容器は、密封後に、保管場所で保管される。保管されるこの固化容器内には、超半減期のα核種が存在していない。

その後、第一洗浄工程Ｓ１が実施される。第一洗浄工程Ｓ１では、主に、第１洗浄槽８８に有機酸水溶液、例えばシュウ酸水溶液を注入することにより、放射性有機廃棄物と共に第１洗浄槽８８に移送された鉄酸化物などのクラッドが溶解される。本実施例で実施される第一洗浄工程Ｓ１の詳細な内容を、以下に説明する。

切換え弁１００を操作して有機酸供給管９８と液体供給管１０２を連通させ、移送ポンプ１０１を駆動する。有機酸槽９０内のシュウ酸水溶液（シュウ酸濃度：約０．８ｍｏｌ／Ｌ）が、有機酸供給管９８及び液体供給管１０２を通して、第１洗浄槽８８に供給される。このとき、移送水供給管９９と液体供給管１０２が連通していないので、移送水槽９１内の水は第１洗浄槽８８に供給されない。第１洗浄槽８８内におけるシュウ酸水溶液の液位が設定液位に達したとき、移送ポンプ１０１が停止され、第１洗浄槽８８へのシュウ酸水溶液の供給が停止される。第１洗浄槽８８内へのシュウ酸水溶液の供給量は、第１洗浄槽８８内の放射性有機廃棄物量に対して１０倍とする。

第１洗浄槽８８の外面に設けられた加熱装置（図示せず）により、第１洗浄槽８８内のシュウ酸水溶液は、例えば、６０℃になるように加熱される。このシュウ酸水溶液の温度は、加熱装置による加熱量を調節して６０℃に保持される。温度が６０℃に保持された状態で、モータ９７を駆動して撹拌翼９６を回転させ、第１洗浄槽８８内の放射性有機廃棄物及びシュウ酸水溶液を撹拌する。放射性有機廃棄物は、第１洗浄槽８８内で撹拌されながら、シュウ酸水溶液に例えば６時間浸漬される。第１洗浄槽８８内において、放射性有機廃棄物に混在しているクラッドがシュウ酸によって溶解される。クラッドに含まれているコバルト６０等の放射性核種は、クラッドの溶解により、シュウ酸水溶液中に移行する。クラッドの鉄成分が溶解すると鉄（II）イオンが生成され、この鉄（II）イオンがシュウ酸と反応してシュウ酸鉄が生成され、シュウ酸鉄が沈殿する恐れがある。シュウ酸鉄の生成を抑制するため、必要であれば、鉄（II）イオンを鉄（III）イオンに変える酸化剤（例えば、過酸化水素）を、第１洗浄槽８８内に少量添加する。

実施例１と同様に、第一洗浄工程Ｓ１では、放射性有機廃棄物の一部であるイオン交換樹脂がシュウ酸に浸漬されるため、シュウ酸が解離して生じる水素イオン及びシュウ酸イオンが、それぞれ、放射性有機廃棄物である陽イオン交換樹脂及び陰イオン交換樹脂に吸着されている放射性核種とイオン交換されるため、一部の放射性核種（α核種、及びα核種以外の放射性核種）がイオン交換樹脂から脱離される。

第１洗浄槽８８内での放射性有機廃棄物のシュウ酸水溶液への浸漬時間である６時間が経過したとき、第一洗浄工程Ｓ１が終了する。加熱装置による第１洗浄槽８８の加熱及びモータ９７がそれぞれ停止される。移送ポンプ１１４が駆動され、第１洗浄槽８８内の、放射性核種（α核種、及びα核種以外の放射性核種）及び鉄イオンを含むシュウ酸水溶液（第一放射性廃液）が、廃液移送管１１５を通して廃液分解装置１３の廃液貯槽内に供給される。第１洗浄槽８８内のシュウ酸水溶液の廃液貯槽への移送が終了したとき、移送ポンプ１１４が停止される。

廃液分解装置１３の廃液貯槽へのシュウ酸水溶液の移送が終了した後、廃液分解工程Ｓ４が実施される。廃液分解工程Ｓ４では、オゾン供給装置４９から廃液分解装置１３の廃液貯槽内に供給されるオゾンによって、シュウ酸水溶液に含まれるシュウ酸が、炭酸ガスと水に分解される。廃液貯槽内に噴射されたオゾンの残り、及び炭酸ガスが、ガス排気管５２を通してオフガス処理装置（図示せず）に供給される。

オゾンの供給が停止された後、移送ポンプ４１が駆動され、廃液分解装置１３の廃液貯槽内に存在する、陽イオン交換樹脂から脱離されたα核種、及びα核種以外の放射性核種のそれぞれ、及び鉄イオンを含む廃液、すなわち、第一放射性廃液が、配管４３に排出される。

上述した廃液分解工程Ｓ４の後に、鉄化合物の生成工程Ｓ５が実施される。水質調整装置１４のｐＨ調整剤注入装置５３から注入配管５７を通してｐＨ調整剤が配管４３内の第一放射性廃液に注入される。実施例１と同様に、６０℃の第一放射性廃液のｐＨが、４．６以上１６以下の範囲内の、例えば、８に調整され、その第一放射性廃液の酸化還元電位が、－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲内の、例えば、－０．４Ｖに調整される。第一放射性廃液のｐＨを「８」に調整する場合には、酸注入装置５８から所定量の希硝酸水溶液、及びアルカリ注入装置６６からの所定量の水酸化ナトリウム水溶液を配管４３内の第一放射性廃液に注入し、さらに、還元剤注入装置５４の還元剤供給装置１３０から、例えば、アルカリ性還元剤である所定量のヒドラジン水溶液を配管４３内に注入する。第一放射性廃液の酸化還元電位を「－０．４Ｖ」に調整する場合には、還元剤注入装置５４の酸化還元電位調整剤供給装置１３４から、酸化還元電位調整剤である、例えば、所定量のアスコルビン酸水溶液を配管４３内に注入する。

第一放射性廃液のｐＨを８に、酸化還元電位を－０．４Ｖに調整することによって、第一放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ₃Ｏ₄が第一放射性廃液内で生成される（鉄化合物の生成工程Ｓ５）。鉄化合物の生成工程Ｓ５においてＦｅ₃Ｏ₄の替りにＦｅ(ＯＨ)₂を生成してもよい。第一放射性廃液に含まれるα核種の一部が、Ｆｅ₃Ｏ₄に吸着されて第一放射性廃液から除去される（第一α核種除去工程Ｓ６）。

α核種の一部が除去された第一放射性廃液が、α核種除去装置１５に供給される。この第一放射性廃液に含まれるα核種が、α核種吸着材注入装置７３からα核種除去装置１５に注入されたフェライト粒子に吸着されて除去される（第二α核種除去工程Ｓ６）。

α核種除去装置１５から排出された第一放射性廃液に含まれる、α核種を吸着している鉄化合物及びフェライト粒子は、固形分分離装置１６によって第一放射性廃液から分離される（吸着材分離工程Ｓ８）。その後、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９が実施される。固形分分離装置１６から排出された第一放射性廃液がヒドラジン及びアスコルビン酸を含んでいるため、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９の判定が「ＹＥＳ」になり、第一放射性廃液がヒドラジン及びアスコルビン酸が分解装置１７で分解される。

分解装置１７から排出された第一放射性廃液、及び固形分分離装置１６から排出されて分解可能なｐＨ調整剤を含んでいない第一放射性廃液のそれぞれは、処理水回収タンク１８に導かれる。処理水回収タンク１８内の第一放射性廃液は、実施例１と同様に、乾燥粉体化装置１９で紛体化される（減容工程Ｓ１１）。乾燥粉体化装置１９で生成された紛体は、固化設備２０で、固化容器内に充填され、固化容器内で固化される（容器充填または固化工程Ｓ１２）。

第１洗浄槽８８内のシュウ酸水溶液の、廃液分解装置１３の廃液貯槽への排出が終了した後、切換え弁１００を操作して、移送水供給管９９と液体供給管１０２を連通させ、移送ポンプ１０１を駆動し、移送水槽９１内の水が、移送水として、移送水供給管９９及び液体供給管１０２を通して第１洗浄槽８８に供給される。このとき、有機酸供給管９８と液体供給管１０２が連通していないので、有機酸槽９０内のシュウ酸水溶液が第１洗浄槽８８に供給されない。移送水槽９１から第１洗浄槽８８に所定量の水が供給されて第１洗浄槽８８内の水位が設定水位に達したとき、移送ポンプ１０１を停止し、第１洗浄槽８８への水の供給を停止する。

モータ９７を駆動して撹拌翼９６を回転させ、第１洗浄槽８８内の放射性有機廃棄物及び水を撹拌し、放射性有機廃棄物をスラリー状態にする。移送ポンプ１０３を駆動し、第１洗浄槽８８内の放射性有機廃棄物のスラリーを、有機廃棄物移送管１０４を通して第２洗浄槽８９に供給する。

第１洗浄槽８８内の放射性有機廃棄物スラリーの移送に伴い、第１洗浄槽８８内の水量が減少して第１洗浄槽８８内の放射性有機廃棄物が困難になった場合には、移送ポンプ１０１を駆動し、移送水槽９１内の水を第１洗浄槽８８内に供給する。第１洗浄槽８８内の放射性有機廃棄物の第２洗浄槽８９への移送が完了したとき、移送ポンプ１０３が停止されて、移送ポンプ１１６が駆動される。第２洗浄槽８９内の水が、第三放射性廃液として、廃液移送管１１７を通して廃液分解装置１３の廃液貯槽に排出される。

第２洗浄槽８９から廃液分解装置１３の廃液貯槽に排出された第三放射性廃液に対しては、第１洗浄槽８８から廃液貯槽に排出された第三放射性廃液と同様に、鉄化合物の生成工程Ｓ５でｐＨ調整剤水溶液が注入されず、α核種除去装置１５内のフェライト粒子によるα核種、及びα核種以外の放射性核種の吸着は行われず、分解可能なｐＨ調整剤の分解工程Ｓ１０で分解可能なｐＨ調整剤（例えば、ヒドラジン）の分解も行われない。

処理水回収タンク１８に導かれた第三放射性廃液は、乾燥粉体化装置１９で紛体化され（減容工程Ｓ１０）、生成された紛体は固化設備２０に移送されて固化容器内で固化される（容器充填または固化工程Ｓ１１）。この固化容器は、密封後に、保管場所で保管される。保管されるこの固化容器内には、超半減期のα核種が存在していない。

移送ポンプ１１６が停止され、第２洗浄槽８９から廃液分解装置１３の廃液貯槽への水の排出が終了したとき、第二洗浄工程Ｓ２（有機酸塩処理工程）が実施される。第二洗浄工程Ｓ２では、有機酸塩を用いることにより、イオン交換樹脂（例えば、陽イオン交換樹脂）に吸着されている放射性核種がより効率的に溶離される。

有機酸塩槽９２内に充填されたギ酸アンモニウム水溶液のギ酸アンモニウム濃度は、例えば１．２ｍｏｌ／Ｌである。ギ酸アンモニウムは、水素イオンよりも陽イオン交換樹脂に吸着されやすい陽イオンを生じる有機酸塩である。第二洗浄工程Ｓ２では、以下の事項が実施される。切換え弁１０９を操作して有機酸塩供給管１０７と液体供給管１１１を連通させ、移送ポンプ１１０を駆動する。有機酸塩槽９２内のギ酸アンモニウム水溶液が、有機酸塩供給管１０７及び液体供給管１１１を通して第２洗浄槽８９に供給される。このとき、移送水供給管１０８と液体供給管１１１が連通していないので、移送水槽９３内の水は第２洗浄槽８９に供給されない。第２洗浄槽８９内におけるギ酸アンモニウム水溶液の液位が設定液位に達したとき、移送ポンプ１１０が停止され、第２洗浄槽８９へのギ酸アンモニウム水溶液の供給が停止される。

第２洗浄槽８９の外面に設けられた加熱装置（図示せず）により、第２洗浄槽８９内のギ酸アンモニウム水溶液は、例えば、６０℃になるように加熱される。このギ酸アンモニウム水溶液の温度は、加熱装置による加熱量を調節して６０℃に保持される。温度が６０℃に保持された状態で、モータ１０６を駆動して撹拌翼１０５を回転させ、第２洗浄槽８９内の放射性有機廃棄物及びギ酸アンモニウム水溶液を撹拌して混合する。放射性有機廃棄物は、第２洗浄槽８９内で撹拌されながら、ギ酸アンモニウム水溶液に、例えば、２時間浸漬される。第２洗浄槽８９内において、放射性有機廃棄物である陽イオン交換樹脂に吸着されている放射性核種のイオンが、水素イオンよりも陽イオン交換樹脂に吸着されやすい、ギ酸アンモニウム水溶液中に存在するアンモニウムイオンと置換され、ギ酸アンモニウム水溶液に効率的に脱離される。このため、陽イオン交換樹脂に吸着されている放射性核種の量が著しく減少する。

第２洗浄槽８９内での放射性有機廃棄物のギ酸アンモニウム水溶液への浸漬時間である２時間が経過したとき、第二洗浄工程Ｓ２が終了する。加熱装置による第２洗浄槽８９の加熱及びモータ１０６の駆動をそれぞれ停止した後、移送ポンプ１１６を駆動し、第２洗浄槽８９内の放射性核種を含むギ酸アンモニウム水溶液（以下、「第二放射性廃液」という）を、洗浄廃液として、廃液移送管１１７を通して廃液分解装置１３の廃液貯槽内に供給する。第２洗浄槽８９内のギ酸アンモニウム水溶液の廃液分解装置１３の廃液貯槽への移送が終了したとき、移送ポンプ１１６が停止される。

廃液分解装置１３の廃液貯槽へのギ酸アンモニウム水溶液の移送が終了した後、廃液分解工程Ｓ４が実施される。この廃液分解工程Ｓ４では、オゾン供給装置４９から、所定時間の間、廃液分解装置１３の廃液貯槽内のギ酸アンモニウム水溶液中にオゾンが噴射される。ギ酸アンモニウム水溶液に含まれる有機成分であるギ酸アンモニウムが、オゾンと反応して窒素ガス、炭酸ガス及び水に分解される。これらのガスは、ガス排気管５２を通して前述のオフガス処理装置（図示せず）に供給される。

オゾンの供給が停止され、第二洗浄工程Ｓ２の後で実施された廃液分解工程Ｓ４が終了した後、移送ポンプ４１が駆動され、廃液分解装置１３の廃液貯槽内に存在する、脱離されたα核種、α核種以外の放射性核種及び鉄イオンのそれぞれを含む廃液、すなわち、第二放射性廃液が、配管４３に排出される。

本実施例における第一放射性廃液と同様に、６０℃の第二放射性廃液のｐＨが、４．６以上１６以下の範囲内の、例えば、８に調整され、その第二放射性廃液の酸化還元電位が、－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲内の、例えば、－０．４Ｖに調整される。第二放射性廃液のｐＨを「８」に調整する場合には、酸注入装置５８から所定量の希硝酸水溶液、及びアルカリ注入装置６６からの所定量の水酸化ナトリウム水溶液を配管４３内の第二放射性廃液に注入し、さらに、還元剤注入装置５４の還元剤供給装置１３０から、例えば、アルカリ性還元剤である所定量のヒドラジン水溶液を配管４３内に注入する。第二放射性廃液の酸化還元電位を「－０．４Ｖ」に調整する場合には、還元剤注入装置５４の酸化還元電位調整剤供給装置１３４から、酸化還元電位調整剤である、例えば、所定量のアスコルビン酸水溶液を配管４３内に注入する。

第二放射性廃液のｐＨを８に、酸化還元電位を－０．４Ｖに調整することによって、第二放射性廃液に含まれる鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ₃Ｏ₄が第二放射性廃液内で生成される（鉄化合物の生成工程Ｓ５）。第二放射性廃液に含まれるα核種の一部が、Ｆｅ₃Ｏ₄に吸着されて第二放射性廃液から除去される（第一α核種除去工程Ｓ６）。

α核種の一部が除去された第二放射性廃液が、α核種除去装置１５に供給される。この第二放射性廃液に含まれるα核種が、α核種吸着材注入装置７３からα核種除去装置１５に注入されたフェライト粒子に吸着されて除去される（第二α核種除去工程Ｓ６）。

α核種除去装置１５から排出されたα核種除去装置１５から排出された第二放射性廃液に含まれる、α核種を吸着している鉄化合物及びフェライト粒子は、固形分分離装置１６によって第二放射性廃液から分離される（吸着材分離工程Ｓ８）。その後、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９が実施される。固形分分離装置１６から排出された第二放射性廃液がヒドラジン及びアスコルビン酸を含んでいるため、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９の判定が「ＹＥＳ」になり、第二放射性廃液がヒドラジン及びアスコルビン酸が分解装置１７で分解される。

分解装置１７から排出された第二放射性廃液、及び固形分分離装置１６から排出されて分解可能なｐＨ調整剤を含んでいない第二放射性廃液のそれぞれは、処理水回収タンク１８に導かれる。処理水回収タンク１８内の第二放射性廃液は、実施例１と同様に、乾燥粉体化装置１９で紛体化される（減容工程Ｓ１１）。乾燥粉体化装置１９で生成された紛体は、固化設備２０で、固化容器内に充填され、固化容器内で固化される（容器充填または固化工程Ｓ１２）。

第２洗浄槽８９から廃液分解装置１３の廃液貯槽へのギ酸アンモニウム水溶液の移送が終了した後、切換え弁１０９の操作によって移送水供給管１０８と液体供給管１１１が連通し、移送ポンプ１１０の駆動により移送水槽９３内の水が第２洗浄槽８９に供給される。所定量の水が第２洗浄槽８９に供給された後、移送ポンプ１１０が停止され、移送水槽９３から第２洗浄槽８９への水の供給が停止される。撹拌翼１０５が回転され、第２洗浄槽８９内で、残留した放射性有機廃棄物と供給された水が撹拌されて放射性有機廃棄物を含むスラリーが生成される。移送ポンプ１１２が駆動され、第２洗浄槽８９内の放射性有機廃棄物を含むスラリーが有機廃棄物移送管１１３に排出されて、第二受入タンク１１に導かれる。

第二受入タンク１１から取り出された放射性有機廃棄物は、所定量、焼却設備１２に移送され、焼却設備１２で焼却される。焼却により生成された灰は、固化容器内でセメント等の固化剤により固化される（焼却または固化工程Ｓ３）。この固化体は、超半減期のα核種を含んでいないため、低レベル放射性廃棄物になる。

本実施例は、実施例１で生じる各効果のうち、第一洗浄工程Ｓ１及び第二洗浄工程Ｓ２を一つの洗浄槽内で実施することによって生じる効果を除いた、残りの各効果を得ることができる。

本実施例では、図４に示す水質調整装置１４の替りに図５に示す水質調整装置１４Ａを用いてもよい。水質調整装置１４の上流で配管４３に鉄イオン注入装置１３９を接続してもよい（図７参照）。また、水質調整装置１４Ａの上流で配管４３に鉄イオン注入装置１３９を接続してもよい（図８参照）。さらに、本実施例において、実施例２のように、有機酸水溶液及び有機酸塩水溶液を廃液分解装置１３の廃液貯槽内に供給してこれらの水溶液を廃液貯槽内で実質的に混合してもよい。

本発明の好適な他の実施例である実施例５の放射性廃液の処理方法を、図１、図４及び図２８及び図２９を用いて説明する。本実施例は、核燃料再処理施設で発生する放射性有機廃棄物の処理を行う放射性廃液の処理方法である。

沸騰水型原子力プラント及び加圧水型原子力プラント等の原子力プラントの原子炉から取り出された使用済燃料集合体に含まれている使用済核燃料に対して、核燃料再処理施設においてが核燃料再処理実施され、その使用済核燃料物質からウラン及びプルトニウムが回収される。回収されたウラン及びプルトニウムは、新たな燃料集合体の製造に使用され、製造されたこの新たな燃料集合体は、原子力プラントの炉心に装荷される。その核燃料再処理では、ウラン及びプルトニウムの回収に伴って、回収されずに残った微量のウラン及びプルトニウム、及びネプツニウム及びキュリウム等のα核種を含む放射性廃液が発生する。この放射性廃液は、硝酸水溶液である。

本実施例の放射性廃液の処理方法は、実施例１及び実施例２で述べた、還元剤の注入、及びα核種除去装置によるα核種の除去を、核燃料再処理で発生する放射性廃液の処理に適用したものである。

核燃料再処理における各工程及び本実施例における放射性廃液の処理方法の各工程を、図２８を用いて説明する。

本実施例では、まず、脱被覆工程Ｓ２１において、原子炉の炉心から取り出された使用済燃料集合体に含まれる複数本の燃料棒から被覆管が取り除かれる。これによって、被覆管内に存在しているペレット状の核燃料物質１１８が取り出される。この核燃料物質１１８には、ウラン、プルトニウム、ネプツニウム及びキュリウム等のα核種が含まれている。炉心に最初に装荷された燃料集合体に含まれる燃料棒内には、核燃料物質として、ペレット状の二酸化ウランが存在する。原子力プラントの運転によって、その核燃料物質に含まれる核分裂性物質（例えば、ウラン２３５）の核分裂によって、核燃料物質内に、核分裂生成物であるプルトニウム、ネプツニウム及びキュリウム等のα核種が生成される。

脱被覆工程Ｓ２１の後に実施される核燃料粉末化工程Ｓ２２において、ペレット状の核燃料物質１１８が、酸化物の粉末に転換されて、粉末化された核燃料物質１１９となる。その粉末化された核燃料物質１１９は、フッ化工程Ｓ２３に送られる。このフッ化工程Ｓ２３では、フッ素（またはフッ素化合物）を粉末化された核燃料物質１１９に接触させ、核燃料物質１１９に含まれるウランの一部を、六フッ化ウラン（ＵＦ₆）１２０に転換させて揮発させる。その六フッ化ウラン１２０は、ＵＦ₆精製工程Ｓ２４に送られる。

六フッ化ウラン１２０は、ＵＦ₆精製工程Ｓ２４において、蒸留法または吸着法により精製されて不純物が除去される。六フッ化ウラン１２０の精製によって、ウラン燃料１２１が生成される。

フッ化工程Ｓ２３で揮発しなかった残りの核燃料物質１２２には、揮発しなかったウラン、プルトニウム、ネプツニウム及びキュリウム等のα核種が存在する。残渣である核燃料物質１２２は、溶解工程Ｓ２５において、硝酸溶液によって溶解される。核燃料物質の溶解液（硝酸を含む）１２３を、共除染工程Ｓ２６において、リン酸トリブチル（ＴＢＰ）を含む有機相と接触させる。溶解液１２３に含まれるウラン及びプルトニウムが、その有機相に移行され、核分裂生成物のうち、プルトニウムを除くネプツニウム及びキュリウム等のα核種はその有機相に移行しない。

ウラン及びプルトニウムを含む有機相１２４に対して、逆抽出工程Ｓ２７が実施される。この逆抽出工程Ｓ２７では、薄いシュウ酸水溶液を、ウラン及びプルトニウムを含む有機相１２４に接触させる。有機相１２４に含まれるウラン及びプルトニウムが、そのシュウ酸水溶液中に移行する。ウラン及びプルトニウムを含む薄いシュウ酸水溶液１２５が、精製工程Ｓ２８に送られる。この精製工程Ｓ２８では、ＴＢＰを含む有機相を用いた抽出と、薄い硝酸水溶液を用いた逆抽出が、ウラン及びプルトニウムの精製度が所定の値になるまで繰り返される。所定の精度になったウラン及びプルトニウムは、脱硝・焙焼還元工程（図示せず）に送られ、ウランとプルトニウム混合酸化物に転換される。この混合酸化物を用いて混合酸化物燃料（ＭＯＸ燃料）１２６が生成される。

以上に述べたＳ２１～Ｓ２８の８つの工程は、核燃料再処理に関する工程である。

共除染工程Ｓ２６で発生した、残留する微量のウラン及びプルトニウム、及びネプツニウム及びキュリウム等のα核種を含む硝酸溶液である放射性廃液１２７に対して、水質調整工程Ｓ５が実施される。共除染工程Ｓ２６で発生した、硝酸を含む放射性廃液１２７のｐＨは約１（強酸）である。放射性廃液１２７は溶解液１２３と比べてウラン及びプルトニウムのそれぞれの濃度が低下しているが、放射性廃液１２７に含まれている成分は溶解液１２３に含まれている成分と同じである。

本実施例における放射性廃液の処理方法に用いられる放射性廃液処理システムは、実施例１に用いられる放射性廃液処理システム１において水質調整装置１４を図２９に示す水質調整装置１４Ｃに替えた構成を有する。水質調整装置１４Ｃは水質調整装置１４から酸注入装置５８を取り除いた構成を有する。放射性廃液１２７は硝酸を含んでおり酸性であるため、水質調整装置１４Ｃには、放射性廃液１２７に酸を注入する酸注入装置５８は不要である。

核燃料再処理施設から配管４３に排出された、α核種を含む放射性廃液１２７は、水質調整装置１４Ｃによって水質が調整される。放射性廃液１２７に含まれる鉄イオンの量が少ない場合には、実施例３と同様に、水質調整装置１４Ｃの上流側に鉄イオン注入装置１３９を配置し、この鉄イオン注入装置１３９から配管４３内を流れる放射性廃液１２７に鉄イオンを注入すればよい（図７参照）。例えば、６０℃の放射性廃液１２７のｐＨが、４．６以上１６以下の範囲内の、例えば、８に調整され、その放射性廃液１２７の酸化還元電位が、－０．９１Ｖ以上－０．０３Ｖ以下の範囲内の、例えば、－０．４Ｖに調整される。放射性廃液１２７のｐＨを「８」に調整する場合には、アルカリ注入装置６６からの所定量の水酸化ナトリウム水溶液を配管４３内の放射性廃液１２７に注入し、さらに、還元剤注入装置５４の還元剤供給装置１３０から、例えば、アルカリ性還元剤である所定量のヒドラジン水溶液を配管４３内に注入する。アルカリ注入装置６６から注入されるアルカリ、例えば、水酸化ナトリウムは、放射性廃液１２７のｐＨの値を大きくする中和剤としても作用する。放射性廃液１２７の酸化還元電位を「－０．４Ｖ」に調整する場合には、還元剤注入装置５４の酸化還元電位調整剤供給装置１３４から、酸化還元電位調整剤である、例えば、所定量のアスコルビン酸水溶液を配管４３内に注入する。

本実施例では、放射性廃液１２７の水質を調整するためには、放射性廃液１２７のアルカリ、及び還元剤及び水質調整用酸化剤のうちの少なくとも１つを注入すればよい。

放射性廃液１２７のｐＨを８に、酸化還元電位を－０．４Ｖに調整することによって、放射性廃液１２７に含まれる鉄イオンから鉄化合物であるＦｅ₃Ｏ₄が放射性廃液１２７内で生成される（鉄化合物の生成工程Ｓ５）。鉄化合物の生成工程Ｓ５においてＦｅ₃Ｏ₄の替りにＦｅ(ＯＨ)₂を生成してもよい。本実施例においては、硝酸を含む放射性廃液１２７に放射性廃液１２７に含まれるα核種の一部が、Ｆｅ₃Ｏ₄に吸着されて放射性廃液１２７から除去される（第一α核種除去工程Ｓ６）。

α核種の一部が除去された放射性廃液１２７が、α核種除去装置１５に供給される。この放射性廃液１２７に含まれるα核種が、α核種吸着材注入装置７３からα核種除去装置１５に注入されたフェライト粒子に吸着されて除去される（第二α核種除去工程Ｓ６）。

α核種除去装置１５から排出されたα核種除去装置１５から排出された放射性廃液１２７に含まれる、α核種を吸着している鉄化合物及びフェライト粒子は、固形分分離装置１６によって放射性廃液１２７から分離される（吸着材分離工程Ｓ８）。その後、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９が実施される。固形分分離装置１６から排出された放射性廃液１２７がヒドラジン及びアスコルビン酸を含んでいるため、ｐＨ調整剤判定工程Ｓ９の判定が「ＹＥＳ」になり、放射性廃液１２７がヒドラジン及びアスコルビン酸が分解装置１７で分解される。

分解装置１７から排出された放射性廃液１２７、及び固形分分離装置１６から排出されて分解可能なｐＨ調整剤を含んでいない放射性廃液１２７のそれぞれは、処理水回収タンク１８に導かれる。処理水回収タンク１８内の放射性廃液１２７は、実施例１と同様に、乾燥粉体化装置１９で紛体化される（減容工程Ｓ１１）。乾燥粉体化装置１９で生成された紛体は、固化設備２０で、固化容器内に充填され、固化容器内で固化される（容器充填または固化工程Ｓ１２）。

本実施例は、実施例１で生じる各効果のうち有機酸水溶液及び有機酸塩水溶液の使用によって生じる効果を除いた他の各効果を得ることができる。さらに、本実施例で用いる放射性廃液処理システムの水質調整装置１４Ｃは、実施例１に用いられる放射性廃液処理システム１の水質調整装置１４に比べて酸注入装置５８が不要になるため、構造をコンパクトにすることができる。

本実施例において、水質調整装置１４Ｃの替りに、図５に示す水質調整装置１４Ａから酸注入装置５８を取り除いた構造の水質調整装置を用いてもよい。さらに、この水質調整装置または実施例１で用いられる水質注入装置１４の上流において鉄イオン注入装置１３９を配管４３に接続してもよい。

Ｓ１…第一洗浄工程、Ｓ２…第二洗浄工程、Ｓ４…廃液分解工程、Ｓ５…鉄化合物の生成工程、Ｓ６…第一α核種除去工程、Ｓ７…第二α核種除去工程、Ｓ８…固形分分離工程、１…放射性廃液処理システム、４…化学反応槽、７，９０…有機酸槽、８，９２…有機酸塩槽、９，９１，９３…移送水槽、１０，１０Ａ…化学洗浄部、１３…廃液分解装置、１４，１４Ａ，１４Ｂ，１４Ｃ…水質調整装置、１５…α核種除去装置、１６…固形分分離装置、１７…分解装置、３８…廃液処理部、４９Ａ…ｐＨ計、４９Ｂ…磁化率測定装置、４９…オゾン供給装置、５０…オゾン噴射管、５３…ｐＨ調整剤注入装置、５４…還元剤注入装置、５８…酸注入装置、６２…酸化剤注入装置、６６…アルカリ注入装置…α核種吸着材注入装置、７９…酸化剤供給装置、８８…第１洗浄槽、８９…第２洗浄槽、１３０…還元剤供給装置、１３４…酸化還元電位調整剤供給装置。

Claims

α核種及び鉄イオンを含む放射性廃液にｐＨ調整剤を注入して前記放射性廃液の水質を調整することにより、前記放射性廃液内で前記鉄イオンから前記α核種を吸着する鉄化合物を生成し、前記放射性廃液に含まれる前記α核種が、生成された前記鉄化合物に吸着されて前記放射性廃液から除去される、放射性廃液の処理方法であって、
前記ｐＨ調整剤の注入によって前記放射性廃液のｐＨを第１所定範囲に調整し、かつ、酸化還元電位を第２所定範囲に調整することによって、前記放射性廃液内に前記鉄化合物を生成する、放射性廃液の処理方法。
前記鉄化合物による前記α核種の吸着によってα核種濃度が低減された前記放射性廃液を、α核種吸着材が内部に存在するα核種除去装置に供給し、前記放射性廃液に含まれる前記α核種が、前記α核種除去装置内に存在する前記α核種吸着材に吸着されて前記放射性廃液から除去される請求項１に記載の放射性廃液の処理方法。
前記α核種の濃度が低減された前記放射性廃液にα核種吸着材を注入する請求項２に記載の放射性廃液の処理方法。
前記α核種除去装置から排出された前記放射性廃液に含まれる前記α核種を吸着している前記鉄化合物及び前記α核種吸着材である固形分を、前記放射性廃液から除去する請求項３に記載の放射性廃液の処理方法。
前記放射性廃液に注入される前記α核種吸着材がα核種吸着材粒子である請求項４に記載の放射性廃液の処理方法。
放射性有機廃棄物に有機酸水溶液を接触させて前記放射性有機廃棄物に付着しているクラッドを溶解させ、
前記クラッドの溶解の後に、前記放射性有機廃棄物に有機酸塩水溶液を接触させて前記放射性有機廃棄物に吸着されているα核種を溶離させ、
前記クラッドを溶解させた、前記α核種を含む放射性核種を含んでいる前記有機酸水溶液に含まれる有機酸の分解、及び前記α核種を溶離させた、前記α核種を含む放射性核種を含んでいる前記有機酸塩水溶液に含まれる有機酸塩の分解を行い、
前記放射性廃液は、前記有機酸水溶液に含まれる前記有機酸の分解によって生成された放射性廃液、及び前記有機酸塩水溶液に含まれる前記有機酸塩の分解によって生成された放射性廃液のいずれかである請求項１ないし５のいずれか１項に記載の放射性廃液の処理方法。
放射性有機廃棄物に有機酸水溶液を接触させて前記放射性有機廃棄物に付着しているクラッドを溶解させ、
前記クラッドの溶解の後に、前記放射性有機廃棄物に有機酸塩水溶液を接触させて前記放射性有機廃棄物に吸着されているα核種を溶離させ、
前記クラッドを溶解させた、前記α核種を含む放射性核種を含んでいる前記有機酸水溶液と前記α核種を溶離させた、前記α核種を含む放射性核種を含んでいる前記有機酸塩水溶液を混合し、
この混合により生じた水溶液に含まれる有機酸及び有機酸塩のそれぞれを分解し、
前記放射性廃液は、前記有機酸及び前記有機酸塩の分解によって生成された放射性廃液である請求項１ないし５のいずれか１項に記載の放射性廃液の処理方法。
前記ｐＨ調整剤として酸、アルカリ、還元剤及び水質調整用酸化剤の少なくとも１つを用いる請求項１ないし７のいずれか１項に記載の放射性廃液の処理方法。
前記放射性廃液は、核燃料再処理においてウラン及びプルトニウムの回収によって発生した、前記α核種及び前記鉄イオンを含む放射性廃液である請求項１ないし５のいずれか１項に記載の放射性廃液の処理方法。
前記ｐＨ調整剤としてアルカリ、及び還元剤及び水質調整用酸化剤のうちの少なくとも１つを用いる請求項９に記載の放射性廃液の処理方法。
前記還元剤としてアルカリ性の還元剤及び酸化還元電位を調整する酸化還元電位調整剤を用いる請求項８または１０に記載の放射性廃液の処理方法。
前記ｐＨ調整剤以外に、脱溶存炭酸剤を前記放射性廃液に注入する請求項１ないし１１のいずれか１項に記載の放射性廃液の処理方法。
前記ｐＨ調整剤を注入する前に、鉄イオンを含む水溶液を前記放射性廃液に注入する請求項１ないし１２のいずれか１項に記載の放射性廃液の処理方法。