JPS63175800A - 放射性使用済イオン交換樹脂の処理方法および設備 - Google Patents

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。

Description

【発明の詳細な説明】 〔産業上の利用分野〕 本発明は原子力発電所から発生する放射性使用済イオン
交換樹脂（以下、廃樹脂という）の処理方法に係夛、特
に放射能レベルの比較的高い廃樹脂を処理するのに好適
な処理方法に関する。

〔従来の技術〕

原子力発電所から発生する廃樹脂は、比較的放射能ジベ
ルが低い低レベル廃樹脂と、比較的放射能レベルが高い
高レベル廃樹脂に大別することができる。ここで、高レ
ベル廃樹脂とは放射能レベルが概略１〜１０μＣ１／Ｉ
　の廃樹脂を指し、低レベル廃樹脂とは放射能レベルが
概略０．０１〜１μ（Ａｌ１　　の廃樹脂を指す、　Ｂ
ＷＲ発電所を例にとると、復水浄化系（復水脱塩器、復
水濾過脱塩器など〕から発生するものが低レベル廃樹脂
に相当し、炉水浄化系から発生するものが高レベル廃樹
脂に相当する。

このうち、低レベル廃樹脂については種々の処理方法（
プラスチ、り固化法、熱分解法など）が開発されており
、得られた最終固化体は、近い将来、陸地等にて最終処
分される予定である。

一方、高レベル廃樹脂は、現在、発電所内のタンクに貯
蔵されており、固化処理などは施されていない。この理
由は次の二つである。第１は、高レベル廃樹脂は放射能
レベルが低レベル廃樹脂に比べて１０〜１００倍高く、
従来の固化処理方法では作業員の被ばく等が問題になる
からである。

第２は、たとえ固化処理したとしても、最終固化体の放
射能レベルが高いため最終処分ができず、最終固化体は
依然として発電所内に保管せざるを得ないので固化処理
するメリットが小さいからである。

そこで、高レベル廃樹脂の取り扱いについては特開昭６
１−１７９９５号に示される方法が試みられている。す
なわち、廃樹脂中に含まれる放射性核種の一部を酒石［
溶液により抽出し、廃樹脂の放射能レベルを低減した後
、この廃樹脂を焼却により減容処理する方法である。こ
の方法によると廃樹脂の放射能レベルが１０〜５０％低
下するため、確かに廃樹脂処理時の作業員の被ばくを低
減することができる。しかし、いわゆる低レベル廃樹脂
に比べると、依然として放射能レベルが高いため、作業
員被ばくの問題は依然残る。さらに、前記焼却により処
理した後の焼却灰は、プラスチ、り等にて固化し、最終
固化体とすることは可能であるが、この最終固化体は放
射能レベルが依然かなシ高いため最終処分することがで
きず、そのため、最終固化体は依然として発電所内に保
管せざるを得ない◎ 以上は従来技術を高レベル廃樹脂の処理に関して述べた
が、次に従来の低レベル廃樹脂の処理に関して述べれば
、原子力発電所から発生する低レベル廃樹脂は全て放射
性廃棄物として扱われ、将来の最終処分までは原子力発
電所内に全て保管されており、一般廃棄物として捨てる
ことができず。

その保管量が膨大であるという問題がある。

〔発明が解決しようとする問題点３ 以上述べたように、従来の廃樹脂処理技術は、高レベル
廃樹脂処理技術にあっては、放射能の分離効率を充分高
くすることができず、依然、最終固化体の最終処分（特
に陸地処分）への適合性、及び処理時の作業員の被ばく
低減といった点で問題があり、また低レベル廃樹脂の処
理技術にありては、これを全て放射性廃棄物として扱わ
ねばならず、最終処分可能な固化体を作製することはで
きるてせよ、その保管量が膨大になるという問題があっ
た。

以上の点に鑑み、本発明の目的は、高レベル廃樹脂に関
しては、最終処分への適合性にすぐれた最終固化体を提
供でき且つ作業員の被ばく量も低減でき、低レベル廃樹
脂に関しては、放射性廃棄物として最終処分すべき量を
大幅に減少させ、その保管ｔ’を減少させることの可能
な放射性廃樹脂の処理方法および設備を提供することＫ
ある。

〔問題点を解決するための手段〕

本発明は、放射性使用済イオン交換樹脂に液中で機械的
な力を印加することにより、該樹脂から放射性クラッド
を物理的に分離し、この分離された放射性クラッドを回
収することにより、放射性使用済イオン交換樹脂をより
低い放射能レベルの樹脂にするものである。

放射性使用済イオン交換樹脂にクラッドの他に放射性核
種がイオン吸着しているときには、上記クラッドの物理
的分離と同時に又はその前もしくは後に中性塩溶液また
は酸性溶液を作用させて該放射性核種を化学的に分離す
る。

〔作　用〕

ｍ発電所の炉水浄化系などから発生する高レベル廃樹脂
は、通常、１〜１０μｃ１７ｇ　程度の放射性物質を含
んでおり、その放射性核種は　Ｃ。

が主要なものであり、場合によつては　　Ｃｓ等も含ま
れる。一方、低レベル廃樹脂を対象に従来から用いられ
ているグラスチック固化法、焼却法などの従来技術では
、最終固化体（２００／ドラム缶を考えて〕には廃樹脂
を５０〜１０００に＆程度充填できる。この従来技術を
、直接、高レベル樹脂に適用すると、１〜１０μＣ１／
ｇＸ５０〜１０００ゆ／ドラム＝Ｏ，ＯＳ〜１０Ｃ１／
ドラム、すなわち、０．０５〜１０Ｃ１の放射性核種が
最終固化体である２００１ドラム缶内に含まれることに
なる。このとき最終固化体の表面線量率は４００　ｍＲ
／ｈ〜８０　Ｒ／ｈ程度となる。

最終固化体を陸地処分するための処分条件は現在未決定
であるが、表面線量率は２００　ｍＲ／ｈ　以下程度で
なければならないと考えられる。このため、高レベル廃
樹脂を従来技術により処理したのでは、最終固化体を最
終処分できないとの問題がある。

そこで本発明者らは高レベル廃樹脂中に含まれる放射性
核種の一部を分離して該廃樹脂を低レベル化することく
よって陸地処分可能にすることを考えた。この場合、処
分条件が２００　ｍＲ／ｈであること、および高レベル
廃樹脂を従来法により最終固化体とした場合の光面線量
率が４００　ｍＲ／ｈ〜８０　Ｒ／ｈであることを考え
ると、核種の分離効率としては、少くとも５０　＊　（
２００ｍＲ／ｈ÷４００ｍＲ／ｈ＝　１／２　）が必要
と考えられ、さらに安全率を見込むと、より高い分離効
率（９９，７５係）が望ましいことは明らかである。

以上の考察をもとに、廃樹脂中から放射性核種を効率的
に分離する方法を見出すために、まず、放射性核種はど
のような形態で廃樹脂に吸着しているかを調べたところ
、次の事がわかった。

廃樹脂に吸着した放射性核種は、その大部分が６０（Ｈ
ｏ　　などの腐食生成物であり、場合によっては、少量
ではあるが　Ｃｓなどの核分裂生成物も含まれる。以下
、腐食生成物の代表として　Ｃｏ、核分裂生成物の代表
として１！５７Ｃ，を用いて説明する。

このうち　Ｃｏは、その大部分が、炉水中の酸化物（非
放射性のＦ＠２０３等〕と複合物を作り、いわゆるクラ
ッドの呼ばれるフェライト等の形で廃樹脂に物理吸着し
ている。一方　　Ｃｓおよび一部の６０　ｃ、はイオン
交換反応によシ廃樹脂にイオン吸着していることが新た
にわかった。以上の知見から、廃樹脂中の放射性核種を
効率的に分離するためには、物理吸着しているクラッド
と、イオン吸着しているイオンの両者を除去しなければ
ならないことがわかった。

次に、これらを除去する方法について検討したところ、
物理吸着しているクラッドの分離については、廃樹脂を
液中に浸漬し、機械的な力（撹拌または超音波〕を加え
ることにより９０〜９９．９係の高除去率で除去できる
ことがわかった。また、イオン吸着している放射性核種
の分離についていうと、イオン吸着している放射性核種
は　　Ｃｓのほか６０Ｃｏがあジ、いずれも陽イオン性
であるから、廃樹脂をＮａＮＯｓ　ｅ　Ｎ＊ＣＬ　ｅ　
Ｎａ２５ｏ４などの中性塩溶液、又は鼎Ｏｓ　ｔ　ＨＣ
ｌ　ｔ　Ｈ２ＳＯ４などの酸性溶液に浸漬すれば、通常
のイオン交換反応により放射性核種の大部分（効率９０
幅以上）は溶液中に移行し、放射性核種の分離が可能と
なることがわかった。

本発明は、このようにして、廃樹脂から、その放射能の
主要な原因をなしている放射性物質を除去するのである
。

このようにして放射性物質を分離除去することにより得
られた、元の廃樹脂より低レベルの廃棄物は、その後、
適当な減容固化処理を施すことＫより最終処分条件に適
合した最終固化体となる。

それによつて、この最終固化体は最終処分が可能となり
、発電所内に長期間保管する必要がなくなる。

また、元の廃樹脂より低レベルの廃棄物と高しヘ７ｕの
廃棄物とく分別することにより、放射能レベルに応じた
し中へい等の対策がとれるため、作業員の被ばく量も低
減することができる。

以上は高レベル廃樹脂の処理について述べたが、この原
理を低レベル廃樹脂に適用すれば、低レベル廃樹脂の大
部分は一般廃棄物として扱ってよい極めて放射能レベル
の低いものとすることができ、分離除去された放射性核
種を含む若干量の高レベル廃棄物のみを最終処分に適す
る最終固化体にすればよいこととなる。

〔実施例〕

廃樹脂に吸着されているクラッドを分離する手段の一実
施例を第２図により説明する。クラッドｌを吸着してい
る廃樹脂２がクラッド分離槽３に連続的に供給され、こ
こには液４が上部より連続的に供給されると共に、液４
の一部はクラッド分離槽３に設けられた多孔板５を通っ
て連続的に排出される。このときクラッド分離槽３に設
けられている超音波発振子６により、液４と共疋廃樹脂
２とクラッド１は機械的振動を受ける。この結果、廃樹
脂２に物理吸着していたクラッド１は剥離し、液４と共
にクラッド分離槽３の外に排出される。

このように機械的剥離力を加えることにより、廃樹脂に
物理吸着していたクラッド及びクラッドの一部を構成す
る６０ＣＯは、その大部分（除去率９０〜９９．９１）
を分離できることを確認した。

第２図では連続的に処理する場合を示したが、パッチ処
理も可能である。すなわち、クラッド１を吸着している
廃樹脂２を液４中に浸漬し、機械的振動を加えると廃樹
脂２０粒径が３０〜５００μｍと大きいのに対し、クラ
ッド１０粒径は０．１〜１０μｍと小さいため、その大
部分は液４中に移行し、コロイド状態となる。すなわち
、クラッド１の分離はパッチ処理も可能である。

機械的振動を加える手段としては、前記超音波振動の他
、撹拌翼による機械的撹拌あるいは両者の併用なども可
能である。

液４としては水を用いる場合および後述の中性塩溶液も
しくは酸性溶液を用いる場合がある。後者の場合には、
廃樹脂に吸着されているクラッドの物理的分離と同時に
、廃樹脂にイオンとして吸着されている放射性核種も分
離できる。

次に本発明の原理的実施例を第３図により説明する。第
３図において、６０Ｃｏ、　１３７０．などをクラッド
又はイオンの形で吸着している廃樹脂２はタンク２から
クラッド分離ＷＩ３Ｖｃ供給される。クラッド分離槽３
には、中性塩溶液又は酸性溶液７が供給されると共に、
超音波発振子６によｐ機械的振動が加えられる。その結
果、物理吸着していたクラッドは機械的剥離により、ま
たイオン吸着していたイオンはイオン交換反応により、
いずれも廃樹脂２から分離され、中性塩溶液中【移行す
る。

その結果、廃樹脂２の放射能レベルは低下する。

この低レベル化した廃樹脂は、通常の低レベル廃樹脂を
対象にすでに開発されたグラスチック固化。

焼却法などが適用でき、！ｌた最終固化体は多くの場合
、陸地処分が可能である。

一方、廃樹脂２に吸着していた放射性核種の大部分は、
溶液中に移行し、廃液８となり、この廃液中の放射性の
クラッド１は中空糸膜フイルタ−。

電磁フィルターなどのフィルターあるいは重力沈降法な
どの機械的手段を用い九クラッド回収装置９で、また一
方、放射性のイオンはゼオライトあるいはキレート樹脂
などの吸着剤を用いたイオン回収装置１０により回収・
濃縮することができる。

すなわち、第３図に示すように、廃液８中の放射性核種
をクラッド回収装置９とイオン回収装置１０によ）濃縮
する。ここからは、放射能レベルの高い２次廃棄物が発
生するが、これは、陸地処分が困難な場合が多いので、
発電所内に保管する。

しかし、この２次廃棄物量はもとの廃樹脂量に比べると
極めて少量のため、発電所内に保管したとしても大きな
問題とはならない。

廃樹脂２から放射性核種を分離する効率は５０〜９９．
７５係以上である。この理由は、前述のように、廃樹脂
をそのまま固化処理すると最終固化体の表面線量率が４
００　ｍＲ／ｈ〜８０　Ｒ／ｈとなること、及び最終固
化体を陸地処分するには表面線量率が２００　ｍＲ／ｈ
以下でなければならないからである。

次に本発明の具体的実施例を以下説明する。

実施例１ 本実施例は原子力発電所の炉水浄化系から発生する廃樹
脂を処理するものであり、第１図は本実施例に用いた処
理システムの系統図を示す。

廃樹脂に吸着している放射性核種を事前に分析した結果
、以下のことがわかった。主要核種は６０　（、と１３
７Ｃ，であり、比放射能は６０（Ｏが１０　ｐ　Ｃ１／
、Ｓｔ　。

１３７Ｃ，が０．５μＣＶＩ！でありた。また６０ＣＯ
の約９５優はクラッドと共に廃樹脂に物理吸着してお夕
。

４０ＣＯの約５１と１３７０−の約１００幅はイオン交
換により、樹脂にイオン吸着していた。

このような廃樹脂２を、クラッド分離槽３に供給した後
、中性塩供給タンク１１より約１０１のＮａＮ０　ｓ溶
液１２を連続的に供給すると共に、超音波発振子６によ
り機械的振動を加えた。その結果、６°Ｃｏｆ含むクラ
ッドｌ及びイオン吸着していた１３７Ｃ，と６０ＣＧは
、いずれもＮａＮ０Ｂ　Ｒ液中に移行し、廃液８側に流
出した。その後にはクラッド沈降槽１３が設けられてお
り、静止法によりＮａＮＯｓ溶液中のクラッド１は分離
された。クララｌ／を分離した後の廃液８はさらに、イ
オン吸着塔１４に導かれた。ここには吸着剤としてゼオ
ライト１５とキレート樹脂１６が充填されており、イオ
ン状の１５７０畠はゼオライト１５により、また、イオ
ン状の６０Ｃ，はキレート樹脂１６によｐ除去された。

このような方法で放射性核種を除去したＮａＮＯｓ溶液
は中性塩供給タンク１１に戻され再利用された。

以上によシ、廃樹脂に吸着していた放射性核種の９９係
は分離され、クラッドはクラッド沈降槽１３中に沈降し
、イオンはイオン吸着塔１４内の吸着剤に移行した。ま
た、比放射能が０．１μＣ１／１１（分離効率約９９憾
に対応）まで低下した廃樹脂は、グラスチ、り固化装置
１７により固化処理され、最終固化体１８となりた。こ
の最終固化体１８は２００１ドラム缶の形になっており
、またドラム缶１本轟り廃樹脂が約１００＃充填されて
いた。この時、最終固化体の放射能含量は１０ｍ　ＣＩ
／ドラムであり、また表面線量率は７０ｍＲ／ｈであり
た。したがって、この最終固化体は従来の低レベル廃棄
物と同様、陸地処分などの最終処分が可能である。また
クラッド沈降槽１３中に沈降したクラッド１、及びイオ
ン状の　Ｃｏと　Ｃｓを吸着した後のゼオライト１５と
キレート樹脂１６は、比放射能が１００μＣＬｌＩ程度
と高いため、無機物であるセメントによす固化処理され
、高レベル固化体１９とした。この高レベル固化体１９
は最終処分条件を満たさないため、発電所内に保管して
おくことが必要であった。

以上の方法にて廃樹脂１０００ｋＮを処理したところ、
廃樹脂中の放射性核種は９９チの効率で分離でき、最終
処分可能な最終固化体１８が１０本、発電所内で保管が
必要な高レベル固化体１９が１本発生した。一方、この
ような処理をすることなく廃樹脂を直接ゾラスチ、り固
化した場合には、発電所内で保管しなければならない高
レベルの固化体が１０本も発生した。すなわち、本実施
例により、発電所内に保管する必要がある高レベルの固
化体本数を約１７１０に低減でき、残シは最終処分が可
能となった。

本実施例は、原理が砥めて簡素なため自動化が容易で、
かつ放射能レベルの高い部分がクラッド沈降槽１３．イ
オン吸着塔１４などに限られているため、重点的なし中
へいの増強が容易である。

このため、作業員の被ばく低減策も容易に講じることが
できる。

また１本実施例では、比放射能の低下した廃樹脂はグラ
スチ、り固化したが、アスファルト固化ｔセメント固化
、セメントガラス同化、焼却又は熱分解した後に固化す
るなど、公知の低レベル廃樹脂処理技術はいずれも使用
できることは当然であり、またこれら処理装置は、すで
に低レベル廃棄物用に発電所内に設置されているものと
共用できることも当然である。

また高レベル固化体１９を作成するにあたっては、上記
のセメント固化のほか、ガラス固化、岩石固化、水熱固
化、セメントガラス固化などを用いることができるのも
当然である。

また、イオン吸着塔１４内に充填する吸着剤は、ゼオラ
イト、キレート樹脂のほか、チタン吸着剤。

モルデナイトなども使用可能である。

また１本実施例ではイオン分離のためにＮａＮｏ５を用
いたが、Ｎａ２５ｏ４．　ＮａＣｔなど他の中性塩溶液
の他、ＨＮＯ３ｐ　Ｈ２ＳＯ４ｅ　ＨＣｔなどの酸性塩
を用いることもできる。

実施例２ 本実施例２で処理対象とする廃樹脂に吸着されている主
要な放射性核種は　Ｃｏと　Ｃｍであり実施例１と同一
であるが、４０Ｃ，はは［１００％がクラッドと共に廃
樹脂に物理吸着しておシ、ｔ３７Ｃ。

はほぼ１００ｎが廃樹脂にイオン吸着している点が、実
施例１と異なる。第４図は本実施例２に用い九処理シス
テムの系統図を示す。

廃樹脂２をクラッド分離槽３に供給した後、中性塩供給
タンク１１より約１０４のＮａｚＳＯ４ＷＩＩ２Ｏ３連
続的に供給すると共に、クラッド分離槽３に設けられた
撹拌翼２１により機械的撹拌力を加えた。その結果、　
Ｃｏを含むクラッド１及びイオン吸着していた１３７Ｃ
，はいずれもＮａ　８０　　溶液中に移行し、廃液８側
に流出した。その後にはクラッドｌを分離するための中
空糸膜フイルタ−２２が設けられており、さらに、その
後には　　Ｃｍを除去するためのイオン吸着塔１４が設
けられている。イオン吸着塔１４には、ＮｕｃＬ　Ｔ＠
ｅｈｎｏｌ。

Ｖｏｌ　５８．ＰＩ）ｅ　２４２〜２４７（１９８２）
に示される銅添着ゼオライト２３が充填されており、　
　　Ｃｍを動車的に除去した後、廃液８は実施例１と同
様再利用された。

以上により、廃樹脂に吸着されていた放射性核種の９８
４１は除去され、低レベル化した廃樹脂はセメントガラ
ス固化装置２４により最終固化体１８とされた。この最
終固化体１８は表面線量率が５０　ｍＲ／ｈと低く、最
終処分が可能であった。

一方、中空糸膜フイルタ−２２で分離されたクラッドは
、セメントガラス固化装置２４と同様のセメントガラス
固化装置２４′により、高レベルセメントガラス固化体
２５とされたが、これは表面線量率が１０　Ｒ／ｈと高
く、最終処分は不可能であった。しかし、この高レベル
セメントがラス固化体２５に含まれる主要放射性核種は
半減期が５゜６年と短い４０ＣＯであるため、この高レ
ベルセメントガラス固化体２５も、数十年間発電所内に
保管して放射能の減衰を待てば、最終処分が可能である
。

一方、イオン吸着塔１４に、て分離された半減期が３０
．２年と長い　　Ｃｍは、使用済吸着剤と共に水°熱固
化され、高レベル岩石固化体２６となりた。

この高レベル岩石固化体２６は表面線量線が２ＯＲ／ｈ
と高く、かつ放射能の減衰もほとんど期待できないため
、当面は発電所内に保管し、将来、地中処分など、高レ
ベル廃棄物の処分に適した最終処分が必要である。

本実施例により廃樹脂１００（ｌを処理したところ、最
終処分が可能な最終固化体１８が約１０本（２００１ド
ラム缶換算、以下同じ）、将来最終処分が可能な高レベ
ルセメントがラス固化体２５が０．８本、当面最終処分
が困難な高レベル岩石固化体２６が０．１本発生した。

このように、最終固化体を放射能レベルと核種の半減期
に基づき分類することにより、発電所内に保管必要な廃
棄物量をさらに低減できる。

なお、本実施例２及び実施例１では、最終固化体として
２００７１’フラムを考えたが、角型容器。

高健全性容器等を用いることも当然可能で、容器に応じ
て、最終処分条件を満たすよう処理すれば良い。

実施例３ 前記実施例１または２において中性塩溶液を用いて樹脂
を処理する代りに酸性塩溶液を用いて樹脂を処理するこ
とによシ、クラッドの分離効率を上げるようにしたのが
本実施例３である。

通常のクラッドは廃樹脂に物理的に吸着しているのみで
あるが、廃樹脂がタンク内で長期間保管されていた場合
には、クラッドが廃樹脂に固着している場合があり、こ
の場合には、機械的力を加えるだけではクラッドの分離
効率は低い。第５図は廃樹脂に固着しているクラッドを
超音波振動にて分離し九場合の分離効率を分離時間（超
音波振動を与えた時間〕の関数として示したものである
。

ｐＨ７のＮａＮ０　　？ｌ！液を用いた場合に比べ、Ｎ
ｔｓＮＯ５中に若干のＨＮＯ，を加え−を３にした方が
、クラッド分離効藁の高いことがわかる。また、第６図
は、分離時間を２０分とした時の分離効率を、溶液の−
を関数として示したものである。これよシ、溶液の−を
４以下とするととくより、クラッドが樹脂に固着した場
合にも高いクラッドの分離効率の得られることがわかる
。このような高い分離効率が得られる原因は、固着して
いえクラッドの一部が化学的だ酸により溶出するためで
ある。一方、溶液の−が１以下になると、イオン吸着塔
１４でのゼオライト、キレート樹脂等によるイオンの吸
着効率が低下する。したがって、固着クラッドに対して
は溶液の−を１から４の範囲にすることが望ましい。

また実施例１及び２のように溶液を再利用し、繰返し使
用する場合ては、長期的には溶液の−が変化する場合が
ある。この場合ては、溶液循環ラインの適当な場合（例
えば第１図のクラッド沈降槽１３とイオン吸着塔１４の
間）に、−調整夕／りを設ければ良い。

実施例４ 前記実施例１及び２では、　Ｃｏなどの腐食生成物と　
　Ｃ１１などの核分裂生成物との両者が樹脂に吸着して
いる場合の処理例を示した。しかし、最近の原子力発電
所では燃料棒の破損等がほとんど起こらないため、核分
裂生成物がほとんど廃樹脂に吸着していない場合も多く
ある。本実施例４は、核分裂生成物を含まず　Ｇｏなど
の腐食生成物のみをクラッドの形で吸着した廃樹脂を処
理するものである。

第７図は本実施例４に用いた処理システムの系統図を示
すものである。廃樹脂タンク２７に貯蔵された廃樹脂２
は、水２８と共に約１０％のスラリーの状態でクラッド
分離槽３に供給された。このクラッド分離槽３はパッチ
式になりており、超音波発振子６により超音波振動が約
３０分加えられた。その結果、廃樹脂２に吸着していた
クラ。

ドは９９４が水相側に移行した。このクラッド含有水２
９は、その後、電磁フィルター３０に導かれ、クラッド
は除去され、クラッド除去後の水は再び廃樹脂タンク２
７に戻された。一方、クラッド除去により低レベル化し
た廃樹脂は、実施例１又は２と同様固化処理した。

このように、放射性核種の大部分がクラッドの形態にて
吸着している場合には、クラッド分離手段の適用のみで
、廃樹脂の比放射能を低減することができる。

実施例５ 廃樹脂に放射性核種がクラッドとしてのみ吸着している
場合とクラッドのみでなくイオンとしても吸着している
場合の両゛者が起こり得ることがある。このときには、
次のような方法により、合理的な処理が可能となる。こ
れを例えば第１図を用いて説明する。廃樹脂２１Ｃ吸着
した放射性核種がクラッドのみであるか否かを予め分析
した後、この廃樹脂２をクラッド分離槽３に供給する。

そして、放射性核種がクラッドとイオンの両者の場合に
は、実施例１と同様の方法にて処理する。一方、放射性
核種がクラッドのみの場合には、クラッド沈降槽１３に
てクラッドを除去した後の溶液を、イオン吸着塔１４に
導くことなく、これにパイパスラインを設けて、直接、
中性塩供給タンク１１に戻す。このような方法を用いる
ことにより、イオン吸着塔１４から発生する使用済吸着
材の発生量を低減することが可能となる。勿論、このよ
うな方法は、実施例１で述べた処理システムに限らず、
実施例２，３で述べた処理システムに対しても同様に適
用することができる。

放射性核種がクラッドのみの形態か否かを予め分析する
方法には次のようなものが考えられる。

第１の方法は、予めサンプリングした廃樹脂を小型のク
ラッド分離装置により実際に分離し、放射性核種の分離
効率を求める方法である。第２の方法は、４０Ｃｏは大
部分がクラッドの形態で、また１５７ＣＩＡは大部分が
イオンの形態で廃樹脂に吸着していることを利用するも
ので、廃樹脂に吸着した放射性核種を波高分析器等によ
シ予め核種分析し、１３７Ｃ，が含まれていればイオン
形態の放射性核種が吸着していると判断するのである。

以上の諸実施例においては、放射性核種がクラッドおよ
びイオンの両方の形態で吸着している廃樹脂を処理する
場合に、同一槽内で機械的力によるクラッドの物理的分
離と、中性塩溶液または酸性溶液によるイオンの化学的
分離とを同時に行なう構成を採っているが、これら両者
の分離は相前後して別個に行なりてもよい。この場合、
クラ。

ドの物理的分離は一つの槽内に水と共に導入した廃樹脂
く超音波または撹拌翼による物理的力を加えるととてよ
って行ない、他方、イオンの化学的分離は他の槽内に廃
樹脂を前述の中性塩溶液又は酸性溶液と共に導入するこ
とによって行なうことができ、それらのいずれを先に行
なりてもよい。

実施例６ 前記実施例ではいずれも、原子力発電所の炉浄化系など
から発生する比較的放射能レベルの高い高レベル廃樹脂
を対象としたものであるのに対して、本実施例６は、復
水浄化系、廃棄物処理系などから発生する比較的放射能
レベルの低い低レベル廃樹脂に対して本発明を適用する
ものである。

この場合には新しい効果が生まれる。すなわち、現在、
原子力発電所から発生する低レベル樹脂から前記実施例
と同じ方法で放射性核種を分離すれば、低レベル廃樹脂
の大部分は一般廃棄物と見なせる糧度に極めて比放射能
が低いものとなり、その処置が簡単になる。同時に該廃
樹脂から分離された若干量の放射能レベルの高い廃棄物
も発生するが、これは固化処理の後、陸地処分等により
最終処分すればよい。

このように、低レベル樹脂に本発明を適用すれば、最終
処分の必要な廃棄物量は大幅に減少し、コスト低減を図
ることができる。クラッド分離。

イオン分離に必要な効率は、一般廃棄物と見なしてよい
レベルが決定すれば、その値と樹脂の比放射能から決定
することができる。

〔発明の効果〕

本発明によれば、廃樹脂から高い分離効率で放射性核種
を分離できるので、従来は発電所内に保管せざるを得な
かりた高レベルの使用済イオン交換樹脂（廃樹脂）の大
部分を、最終処分できるとの効果がある。さらに、処理
設備において高レベル廃棄物を取り扱う作業範囲が限ら
れているので作業員の被ばくを低減できるため、処′理
設備の自動化がし易いことと相俟りて被ばく低減に有効
である。更に、低レベル廃樹脂の処理に適用した場合に
は、最終処分の必要な放射性廃棄物の量を大幅に減らす
ことができる。

【図面の簡単な説明】

第１図は本発明の実施例ＩＫよる廃樹脂処理設備の系統
図、第２図はクラッド分離手段の一実施例を示す概要図
、第３図は本発明の原理的実施例の系統図、第４図は実
施例２による廃樹脂処理設備の系統図、第５図はクラッ
ド分離効藁と分離時間の関係を示す図、第６図は溶液−
とクラッド分離効率の関係を示す図、第７図は実施例４
による廃樹脂処理設備の系統図である。 １・・・クラッド　　　　　２・・・樹脂３・・・クラ
ッド分離槽　　６・・・超音波発振子９・・・クラッド
回収装置　１０・・・イオン回収装置１１・・・中性塩
溶液供給タンク １３・・・クラッド沈降１１　１４・・・イオン吸着塔
１８・・・最終固化体　　　１９・・・高レベル固化体
２１・・・撹拌翼　　　　　２２・・・中空糸膜フィル
タ２５．２６・・・最終固化体 ３０・・・電磁フィルタ 第１図 １・−クラッド　　　　　　４−溶液 ２・・−樹脂　　　　　５−今孔板 ３・−りう・ノドの１１億　　　６−・−超＠沼じそ振
子第３図 ６一−−麦旦音波発［３１０−−−イオン回４又先是置
第４図 第５図 溶液ｐＨ

Claims (1)

1. 【特許請求の範囲】 １、放射性クラッドを物理的に吸着している使用済イオ
   ン交換樹脂に液中で機械的な力を印加して該クラッドを
   該樹脂から物理的に分離することにより該樹脂を放射能
   レベルのより低い樹脂とすることを特徴とする放射性使
   用済イオン交換樹脂の処理方法。 ２、上記クラッドの分離と同時に又はその前もしくは後
   に、上記使用済イオン交換樹脂にイオン吸着している放
   射性核種を該樹脂から化学的に分離する特許請求の範囲
   第１項記載の放射性使用済イオン交換樹脂の処理方法。 ３、処理に先立ち、使用済イオン交換樹脂が主に放射性
   クラッドのみを物理的に吸着しているものであるか又は
   その他に放射性核種をイオン吸着しているものであるか
   を予め分析し、前者の場合には上記液中での機械的な力
   の印加による該樹脂からの該クラッドの物理的分離のみ
   を行い、後者の場合には上記液中での機械的な力の印加
   による該クラッドの物理的な分離の他に、それと同時に
   又はその前もしくは後に、上記イオン吸着している放射
   性核種の該樹脂からの化学的分離を行う特許請求の範囲
   第１項記載の放射性使用済イオン交換樹脂の処理方法。 ４、放射性クラッドの物理的分離のために使用済イオン
   交換樹脂に液中で印加する上記機械的な力は超音波振動
   または撹拌によるものである特許請求の範囲第１項、第
   ２項又は第３項記載の放射性使用済イオン交換樹脂の処
   理方法。 ５、イオン吸着している放射性核種の使用済イオン交換
   樹脂からの上記化学的分離は中性塩溶液または酸性溶液
   によるイオン交換反応によって行う特許請求の範囲第２
   項又は第３項記載の放射性使用済イオン交換樹脂の処理
   方法。 ６、上記物理的に分離された放射性クラッドを重力沈降
   または濾過により回収する特許請求の範囲第１項ないし
   第４項のいずれかに記載の放射性使用済イオン交換樹脂
   の処理方法、 ７、上記化学的に分離された放射性核種をイオン吸着剤
   により回収する特許請求の範囲第２項ないし第６項のい
   ずれかに記載の放射性使用済イオン交換樹脂の処理方法
   。 ８、放射性使用済イオン交換樹脂を液と共に供給される
   クラッド分離槽、該クラッド分離槽中の該樹脂に機械的
   な力を印加する手段、該クラッド分離槽から排出された
   液から放射性クラッドを物理的に回収するクラッド回収
   手段を備えたことを特徴とする放射性使用済イオン交換
   樹脂の処理設備。 ９、上記クラッド分離槽に中性塩溶液または酸性溶液を
   供給する手段、および該クラッド分離槽から排出された
   溶液中の放射性イオンを回収するイオン吸着塔を備えた
   特許請求の範囲第８項記載の放射性使用済イオン交換樹
   脂の処理設備。 １０、上記クラッド分離槽に供給される前の上記樹脂ま
   たは該クラッド分離槽から排出された樹脂を受け入れる
   槽および該槽中に中性塩溶液または酸性溶液を供給する
   手段、および該槽から排出された溶液中の放射性イオン
   を回収するイオン吸着塔を備えた特許請求の範囲第８項
   記載の放射性使用済イオン交換樹脂の処理設備。 １１、上記クラッド分離槽中の樹脂に機械的な力を印加
   する手段は超音波発振子または撹拌翼であり、上記クラ
   ッド回収手段は重力沈降槽または濾過器である特許請求
   の範囲第８、第９又は第１０項記載の放射性使用済イオ
   ン交換樹脂の処理設備。