JPH04115198A - 放射性廃棄物の固化処理方法 - Google Patents
放射性廃棄物の固化処理方法Info
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- JPH04115198A JPH04115198A JP23443890A JP23443890A JPH04115198A JP H04115198 A JPH04115198 A JP H04115198A JP 23443890 A JP23443890 A JP 23443890A JP 23443890 A JP23443890 A JP 23443890A JP H04115198 A JPH04115198 A JP H04115198A
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Abstract
(57)【要約】本公報は電子出願前の出願データであるた
め要約のデータは記録されません。
め要約のデータは記録されません。
Description
【発明の詳細な説明】
［発明の目的］
（産業上の利用分野）
本発明は、沸騰水型（ＢＷＲ）原子力発電所から発生す
る放射性廃棄物の固化処理方法に関し、特に放射性廃棄
物中に含まれるＣ−１４を固定化するのに適した放射性
廃棄物の固化処理方法に関する。
る放射性廃棄物の固化処理方法に関し、特に放射性廃棄
物中に含まれるＣ−１４を固定化するのに適した放射性
廃棄物の固化処理方法に関する。
（従来の技術）
従来、ＢＷＲ原子力発電所から発生する放射性廃棄物の
固化処理方法には、セメント固化、プラスチック固化、
ペレット固化等がある。プラスチック固化およびペレッ
ト固化は、放射性廃液を濃縮処理し、さらにその発生量
を低減するために乾燥処理した後、不飽和ポリエステル
樹脂のようなプラスチック材料で安定化したり（プラス
チック固化）、ゴム状弾性体のような材料をバインダー
として用いて中間貯蔵用のペレットとして安定化（ペレ
ット固化）するもので、減容率が高いので特にＢＷＲ原
子力発電所で採用されている。例えば、ＢＷＲ原子力発
電所から発生する濃縮廃液の場合、セメント固化に比べ
て廃棄物の発生量は１７６〜１７１０に減少する。
固化処理方法には、セメント固化、プラスチック固化、
ペレット固化等がある。プラスチック固化およびペレッ
ト固化は、放射性廃液を濃縮処理し、さらにその発生量
を低減するために乾燥処理した後、不飽和ポリエステル
樹脂のようなプラスチック材料で安定化したり（プラス
チック固化）、ゴム状弾性体のような材料をバインダー
として用いて中間貯蔵用のペレットとして安定化（ペレ
ット固化）するもので、減容率が高いので特にＢＷＲ原
子力発電所で採用されている。例えば、ＢＷＲ原子力発
電所から発生する濃縮廃液の場合、セメント固化に比べ
て廃棄物の発生量は１７６〜１７１０に減少する。
ところで、最近、原子力発電所から発生する低レベル放
射性廃棄物の最終処分の具体化に伴い、その安全性評価
が行われている。現在わが国では、このような低レベル
放射性廃棄物は浅地層処分される予定であるが、Ｃ−１
４のような長寿命の放対性核種が安全評価上重要な意味
をもつようになっており、その処分場での挙動が環境に
重大な影響を及ぼすものと考えられている。
射性廃棄物の最終処分の具体化に伴い、その安全性評価
が行われている。現在わが国では、このような低レベル
放射性廃棄物は浅地層処分される予定であるが、Ｃ−１
４のような長寿命の放対性核種が安全評価上重要な意味
をもつようになっており、その処分場での挙動が環境に
重大な影響を及ぼすものと考えられている。
Ｃ−１４は原子炉中に存在する０−１７の（ｎ。
α）反応により生成されるもので、原子炉−次系よりタ
ービンを経て放射性廃液に混じり込む。Ｃ−１４は通常
、原子炉水の放射線分解により発生する酸素により酸化
され、炭酸イオンとなって存在すると考えられる。この
炭酸イオンは原子炉タービン系の復水浄化系の陰イオン
樹脂に捕捉され、この樹脂が水酸化ナトリウムにより再
生処分されるときに、炭酸ナトリウムとして再生廃液に
取り込まれ、濃縮廃液の主成分である硫酸ナトリウムに
混入する。再生廃液は濃縮処理された後固化処理さ゛れ
、最終処分可能な放射性廃棄物パッケージに処理される
。
ービンを経て放射性廃液に混じり込む。Ｃ−１４は通常
、原子炉水の放射線分解により発生する酸素により酸化
され、炭酸イオンとなって存在すると考えられる。この
炭酸イオンは原子炉タービン系の復水浄化系の陰イオン
樹脂に捕捉され、この樹脂が水酸化ナトリウムにより再
生処分されるときに、炭酸ナトリウムとして再生廃液に
取り込まれ、濃縮廃液の主成分である硫酸ナトリウムに
混入する。再生廃液は濃縮処理された後固化処理さ゛れ
、最終処分可能な放射性廃棄物パッケージに処理される
。
（発明が解決しようとする課題）
現在これらの廃液は上記したプラスチック固化法やペレ
ット固化法により安定化されるが、廃液主成分である硫
酸ナトリウム粉体がプラスチック中に固化されるとき、
炭酸ナトリウムの形で溶解しているＣ−１４もこの中に
取り込まれる。このプラスチック固化体あるいはペレッ
ト固化体が最終処分後に水と接した場合、これらの固化
体から水溶性の硫酸ナトリウムが溶解し、これとともに
炭酸イオンとして含まれているＣ−１４も溶解する（炭
酸ナトリウムの溶解度は７．１）。
ット固化法により安定化されるが、廃液主成分である硫
酸ナトリウム粉体がプラスチック中に固化されるとき、
炭酸ナトリウムの形で溶解しているＣ−１４もこの中に
取り込まれる。このプラスチック固化体あるいはペレッ
ト固化体が最終処分後に水と接した場合、これらの固化
体から水溶性の硫酸ナトリウムが溶解し、これとともに
炭酸イオンとして含まれているＣ−１４も溶解する（炭
酸ナトリウムの溶解度は７．１）。
すなわち、プラスチック固化体、ペレット固化体にはＣ
−１４は残留せず、固化体外の水相に溶解する。一般に
固化体の安全評価試験において、固化体への残留量と水
相への移行の割合は分配係数として表現され、固化体へ
の残留量が多く水相への移行量が少ない場合が、分配係
数が大として評価される。プラスチック固化体、ペレッ
ト固化体の分配係数はほぼゼロと評価され、安全評価上
好ましくない。これに対してセメント固化体の場合は、
Ｃ−１４は炭酸カルシウムなどの不溶解性成分として固
化体中に取り込まれるために、はとんど周辺の水相へ移
行することがなく、したがって、セメント固化体の分配
係数は大きく、安全評価上極めて好ましい。
−１４は残留せず、固化体外の水相に溶解する。一般に
固化体の安全評価試験において、固化体への残留量と水
相への移行の割合は分配係数として表現され、固化体へ
の残留量が多く水相への移行量が少ない場合が、分配係
数が大として評価される。プラスチック固化体、ペレッ
ト固化体の分配係数はほぼゼロと評価され、安全評価上
好ましくない。これに対してセメント固化体の場合は、
Ｃ−１４は炭酸カルシウムなどの不溶解性成分として固
化体中に取り込まれるために、はとんど周辺の水相へ移
行することがなく、したがって、セメント固化体の分配
係数は大きく、安全評価上極めて好ましい。
以上説明したように、プラスチック固化法、ペレット固
化法は、セメント固化法に比較して減容性が高いという
利点があるが、一方でセメント固化体に比べて長寿命核
種であるＣ−１４の分配係数が小さく、環境安全性の面
で好ましくないという欠点がある。
化法は、セメント固化法に比較して減容性が高いという
利点があるが、一方でセメント固化体に比べて長寿命核
種であるＣ−１４の分配係数が小さく、環境安全性の面
で好ましくないという欠点がある。
本発明は上記問題点に対処してなされたもので、本発明
の目的は、減容性に優れながらしかもＣ〜１４に対する
分配係数が大きい放射性廃液の固化処理方法を提供する
ことである。
の目的は、減容性に優れながらしかもＣ〜１４に対する
分配係数が大きい放射性廃液の固化処理方法を提供する
ことである。
［発明の構成］
（課題を解決するための手段）
本発明は、放射性濃縮廃液に炭酸イオンを添加した後、
アルカリ土類金属または希土類元素のハロゲン化物、硝
酸塩、酸化物もしくは硫酸塩を加えて廃液中の炭酸イオ
ンを沈殿させ、次にこの沈殿物を含んだ廃液を乾燥処理
して粉体化し、これを有機物バインダーによりペレット
固化またはプラスチック固化することを特徴とする放射
性廃棄物の固化処理方法に関する。
アルカリ土類金属または希土類元素のハロゲン化物、硝
酸塩、酸化物もしくは硫酸塩を加えて廃液中の炭酸イオ
ンを沈殿させ、次にこの沈殿物を含んだ廃液を乾燥処理
して粉体化し、これを有機物バインダーによりペレット
固化またはプラスチック固化することを特徴とする放射
性廃棄物の固化処理方法に関する。
（作用）
本発明において、濃縮廃液にアルカリ土類金属または希
土類元素のハロゲン化物、硝酸塩、酸化物もしくは硫酸
塩を加えるのは、廃液中に存在する溶解性の炭酸塩を難
溶性の炭酸塩に変化させるためである。例えば炭酸カル
シウムの溶解度は０、００１４であり、炭酸ナトリウム
に比べて約５万分の１である。ところが、廃液中に含ま
れるＣ−１４を有する炭酸イオンは極めて少量であるの
で、これを難溶性の炭酸塩に変化させても、炭酸塩は溶
解度以下であり、水に溶は込む可能性がある。
土類元素のハロゲン化物、硝酸塩、酸化物もしくは硫酸
塩を加えるのは、廃液中に存在する溶解性の炭酸塩を難
溶性の炭酸塩に変化させるためである。例えば炭酸カル
シウムの溶解度は０、００１４であり、炭酸ナトリウム
に比べて約５万分の１である。ところが、廃液中に含ま
れるＣ−１４を有する炭酸イオンは極めて少量であるの
で、これを難溶性の炭酸塩に変化させても、炭酸塩は溶
解度以下であり、水に溶は込む可能性がある。
そこで、本発明では、あらかじめ濃縮廃液に炭酸イオン
を添加しておき、それから難溶性の炭酸塩として沈殿さ
せる。そうすると、廃液中の炭酸イオンは加えられた炭
酸イオンと共に共沈し、全体として難溶性の炭酸塩の量
が溶解度を大幅に上回る量となるので、Ｃ−１４を有す
る炭酸イオンが水に溶解することがない。したがって、
濃縮廃液に添加する炭酸イオンは、難溶性炭酸塩の溶解
度を十分に越える量でなければならない。
を添加しておき、それから難溶性の炭酸塩として沈殿さ
せる。そうすると、廃液中の炭酸イオンは加えられた炭
酸イオンと共に共沈し、全体として難溶性の炭酸塩の量
が溶解度を大幅に上回る量となるので、Ｃ−１４を有す
る炭酸イオンが水に溶解することがない。したがって、
濃縮廃液に添加する炭酸イオンは、難溶性炭酸塩の溶解
度を十分に越える量でなければならない。
以上の操作により濃縮廃液を処理した後、プラスチック
固化またはペレット固化すれば、固化体からのＣ−１４
を含む炭酸イオンの溶出、水相への移行は極めて少なく
なり、分配係数を大きくすることができる。しかも、本
発明の固化処理はプラスチック固化またはペレット固化
であるので、減容性も満足できるものとなる。
固化またはペレット固化すれば、固化体からのＣ−１４
を含む炭酸イオンの溶出、水相への移行は極めて少なく
なり、分配係数を大きくすることができる。しかも、本
発明の固化処理はプラスチック固化またはペレット固化
であるので、減容性も満足できるものとなる。
（実施例）
本発明の詳細な説明する。
実施例 １
まず、ＢＷＲ原子力発電所から発生する濃縮廃液の模擬
液として、Ｃ−１４を含む炭酸塩を溶、解した硫酸ナト
リウムの２５％水溶液を準備した。
液として、Ｃ−１４を含む炭酸塩を溶、解した硫酸ナト
リウムの２５％水溶液を準備した。
これに、炭酸ナトリウムを０．１％になるように添加し
た。次に、これに塩化カルシウムを０，２％加え、模擬
廃液中の炭酸イオンを沈殿処理した。
た。次に、これに塩化カルシウムを０，２％加え、模擬
廃液中の炭酸イオンを沈殿処理した。
沈殿が十分に熟成した後、模擬濃縮廃液を乾燥処理し、
粉体化した。
粉体化した。
次に、粉体化した模擬濃縮廃液を次のようにプラスチッ
ク固化した。固化処理に用いるプラスチック材料は、通
常ＢＷＲ原子力発電所で廃液の固化処理に用いられてい
るものと同じ不飽和ポリエステル樹脂を用いた。不飽和
ポリエステル樹脂にまず重合開始剤である有機過酸化物
を、樹脂に対して約１％加え、次に模擬濃縮廃液の乾燥
粉体を、樹脂と粉体の比が４０：６０になるように混合
した。これを均一に混合した後、重合促進剤の有機金属
化合物を不飽和ポリエステル樹脂に対して０．５％の割
合で加えた。約１週間後、不飽和ポリエステル樹脂は完
全に硬化し、プラスチック固化体となった。
ク固化した。固化処理に用いるプラスチック材料は、通
常ＢＷＲ原子力発電所で廃液の固化処理に用いられてい
るものと同じ不飽和ポリエステル樹脂を用いた。不飽和
ポリエステル樹脂にまず重合開始剤である有機過酸化物
を、樹脂に対して約１％加え、次に模擬濃縮廃液の乾燥
粉体を、樹脂と粉体の比が４０：６０になるように混合
した。これを均一に混合した後、重合促進剤の有機金属
化合物を不飽和ポリエステル樹脂に対して０．５％の割
合で加えた。約１週間後、不飽和ポリエステル樹脂は完
全に硬化し、プラスチック固化体となった。
この固化体を削って粉末とし、これを水中に浸漬して分
配係数の測定を行ったところ、以下のとうりの結果を得
た。
配係数の測定を行ったところ、以下のとうりの結果を得
た。
水中のＣ−１４濃度： １．４ Ｘｌ０−３μｃ ｉ／
ｍｌ固化体中のＣ−１４濃度 ２Ｊ Ｘｌ０−’μｃ ｉ／ｍ 分配係数（水中のＣ−１４濃度／固化体中の０１４濃度
）＝１６２ｎ＋ｌ／ｇ 以上のように分配係数は大幅に改善された。
ｍｌ固化体中のＣ−１４濃度 ２Ｊ Ｘｌ０−’μｃ ｉ／ｍ 分配係数（水中のＣ−１４濃度／固化体中の０１４濃度
）＝１６２ｎ＋ｌ／ｇ 以上のように分配係数は大幅に改善された。
実施例 ２
実施例１と同様にして濃縮廃液の粉末体を作り、これを
次のようにしてペレット固化体とした。
次のようにしてペレット固化体とした。
バインダー材料として通常ＢＷＲ原子原子型発電所化処
理に用いられるゴム状弾性体を用いた。
理に用いられるゴム状弾性体を用いた。
まず、模擬濃縮廃液の乾燥粉体をゴム状弾性体とゴム状
弾性体と乾燥粉体との比が２０：８０になるように混合
した。この混合物をロール型の圧縮成形機で混練して板
状に成形し、これを切断してペレットとした。このペレ
ット固化体を削って粉末とし、これを水中に浸漬して分
配係数の測定を行ったところ、以下のとうりの結果を得
た。
弾性体と乾燥粉体との比が２０：８０になるように混合
した。この混合物をロール型の圧縮成形機で混練して板
状に成形し、これを切断してペレットとした。このペレ
ット固化体を削って粉末とし、これを水中に浸漬して分
配係数の測定を行ったところ、以下のとうりの結果を得
た。
水中のＣ−１４濃度： ８．９ Ｘ １０−’μＣｉ
／ｍ固化体中のＣ−１４濃度。
／ｍ固化体中のＣ−１４濃度。
２．４ ＸＩＯ”μｃ ｉ／ｍ
分配係数（水中のＣ−１４濃度／固化体中のＣ１４濃度
）＝２６９ｍｌ／ｇ 以上のように、プラスチック固化体の場合と同様に分配
係数は大幅に改善された。
）＝２６９ｍｌ／ｇ 以上のように、プラスチック固化体の場合と同様に分配
係数は大幅に改善された。
実施例 ３
実施例１と同様にしてＣ−１４を含む模擬濃縮廃液を準
備し、これに０．１％になるように炭酸ナトリウムを添
加した。この模擬濃縮廃液に硝酸ランタンを０．２％加
え、模擬廃液中の炭酸イオンを沈殿させた。沈殿を十分
熟成させた後、模擬濃縮廃液を乾燥処理し、粉体化した
。
備し、これに０．１％になるように炭酸ナトリウムを添
加した。この模擬濃縮廃液に硝酸ランタンを０．２％加
え、模擬廃液中の炭酸イオンを沈殿させた。沈殿を十分
熟成させた後、模擬濃縮廃液を乾燥処理し、粉体化した
。
粉体化した模擬濃縮廃液を実施例１と同様にしてプラス
チック固化体を製した。
チック固化体を製した。
このプラスチック固化体を削って粉末とし、これを水中
に浸漬して分配係数の測定を行ったところ、以下のとう
りの結果を得た。
に浸漬して分配係数の測定を行ったところ、以下のとう
りの結果を得た。
水中のＣ−１４濃度＝１，４刈０”’、ｃｚｃｉ／ｍ固
化体中のＣ−１４濃度： ２．３ ＸＩＯ”’μＣｉ／ｍ 分配係数（水中のＣ−１４濃度／固化体中の０１４濃度
）＝１６２４ｍｌ／ｇ 以上のように分配係数は大幅に改善された。
化体中のＣ−１４濃度： ２．３ ＸＩＯ”’μＣｉ／ｍ 分配係数（水中のＣ−１４濃度／固化体中の０１４濃度
）＝１６２４ｍｌ／ｇ 以上のように分配係数は大幅に改善された。
なお、上記実施例では難溶性炭酸塩を生成せしめる薬剤
として塩化カルシウムおよび硝酸ランクンを使用したが
、これら以外にアルカリ土類金属のハロゲン化物、硝酸
塩、酸化物または硫酸塩、もしくは希土類元素の／’％
ロゲン化物、硝酸塩、酸化物または硫酸塩等、炭酸イオ
ンと反応して難溶性炭酸塩を生成せしめる薬剤を同様に
使用することができる。
として塩化カルシウムおよび硝酸ランクンを使用したが
、これら以外にアルカリ土類金属のハロゲン化物、硝酸
塩、酸化物または硫酸塩、もしくは希土類元素の／’％
ロゲン化物、硝酸塩、酸化物または硫酸塩等、炭酸イオ
ンと反応して難溶性炭酸塩を生成せしめる薬剤を同様に
使用することができる。
［発明の効果］
以上説明したように、本発明により固化処理した放射性
廃棄物固化体は、最終処分された後で水と接触するよう
な事態が生じても、廃棄物固化体中の長寿命核種である
Ｃ−１４は水相に移行せずにほとんどが固化体中に残留
するので、環境安全の上で好ましい。しかも、これはプ
ラスチック固化またはペレット固化であるので、減容性
も優れている。すなわち、本発明は環境安全性も減容性
も共に満足し得る放射性廃棄物の固化処理方法である。
廃棄物固化体は、最終処分された後で水と接触するよう
な事態が生じても、廃棄物固化体中の長寿命核種である
Ｃ−１４は水相に移行せずにほとんどが固化体中に残留
するので、環境安全の上で好ましい。しかも、これはプ
ラスチック固化またはペレット固化であるので、減容性
も優れている。すなわち、本発明は環境安全性も減容性
も共に満足し得る放射性廃棄物の固化処理方法である。
代理人 弁理士（８７３３）猪 股 祥 晃（ほか１名
）
）
Claims (1)
- （１）放射性濃縮廃液に炭酸イオンを添加した後、アル
カリ土類金属または希土類元素のハロゲン化物、硝酸塩
、酸化物もしくは硫酸塩を加えて廃液中の炭酸イオンを
沈殿させ、次にこの沈殿物を含んだ廃液を乾燥処理して
粉体化し、これを有機物バインダーによりペレット固化
またはプラスチック固化することを特徴とする放射性廃
棄物の固化処理方法。
Priority Applications (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP23443890A JP2854695B2 (ja) | 1990-09-06 | 1990-09-06 | 放射性廃棄物の固化処理方法 |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP23443890A JP2854695B2 (ja) | 1990-09-06 | 1990-09-06 | 放射性廃棄物の固化処理方法 |
Publications (2)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPH04115198A true JPH04115198A (ja) | 1992-04-16 |
| JP2854695B2 JP2854695B2 (ja) | 1999-02-03 |
Family
ID=16971013
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP23443890A Expired - Fee Related JP2854695B2 (ja) | 1990-09-06 | 1990-09-06 | 放射性廃棄物の固化処理方法 |
Country Status (1)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JP2854695B2 (ja) |
Cited By (3)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPH11109093A (ja) * | 1997-09-30 | 1999-04-23 | Jgc Corp | 硝酸ソーダ含有廃棄物のセメント固化処理方法 |
| JP2007510147A (ja) * | 2003-10-28 | 2007-04-19 | コミツサリア タ レネルジー アトミーク | 焼結型混合炭酸塩の放射性炭素格納への使用 |
| JP2014200867A (ja) * | 2013-04-02 | 2014-10-27 | 学校法人 工学院大学 | 洗浄剤、洗浄方法、および洗浄剤の処理方法 |
-
1990
- 1990-09-06 JP JP23443890A patent/JP2854695B2/ja not_active Expired - Fee Related
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| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| JPH11109093A (ja) * | 1997-09-30 | 1999-04-23 | Jgc Corp | 硝酸ソーダ含有廃棄物のセメント固化処理方法 |
| JP2007510147A (ja) * | 2003-10-28 | 2007-04-19 | コミツサリア タ レネルジー アトミーク | 焼結型混合炭酸塩の放射性炭素格納への使用 |
| JP2014200867A (ja) * | 2013-04-02 | 2014-10-27 | 学校法人 工学院大学 | 洗浄剤、洗浄方法、および洗浄剤の処理方法 |
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| JP2854695B2 (ja) | 1999-02-03 |
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|---|---|---|---|
| LAPS | Cancellation because of no payment of annual fees |