KR102469051B1 - 방사능 오염 콘크리트 처리를 위한 염소화 제염방법 - Google Patents
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Abstract
본 발명은 방사능 오염 콘크리트 처리를 위한 염소화 제염방법에 관한 것으로, 더욱 상세하게는 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물의 염소화 처리를 통해 2차 폐기물의 발생을 최소화할 수 있는 제염방법에 관한 것이다.
Description
본 발명은 방사능 오염 콘크리트 처리를 위한 염소화 제염방법에 관한 것으로, 더욱 상세하게는 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물의 염소화 처리를 통해 2차 폐기물의 발생을 최소화할 수 있는 제염방법에 관한 것이다.
국내에서 수행된 원전 해체 선원항 및 해체폐기물 발생량 예비평가에서는 고리 1호기 가압경수로 해체 시 저준위 및 극저준위 방사성 콘크리트 폐기물이 약 1,600톤 정도 발생하는 것으로 산정된 바 있다. 이는 원전 해체 폐기물 중 상당한 비율을 차지하는 것으로, 보다 경제적이고 안전한 해체 기술의 고도화를 위해 콘크리트 폐기물 감량에 대한 연구들이 다양하게 수행되고 있다. 일반적으로 널리 활용되는 방법은 기계적인 제염기술로, 콘크리트 폐기물 표면이 상대적으로 오염도가 높은 점에 착안하여, 기계적으로 표면 부분을 분리하는 방법이다. 이러한 방법은 정밀한 제염 기술은 아니기 때문에 감량 효율 면에서는 한계가 명확하나, 공정이 단순한 장점이 있다. 기계적인 제염 기술은 콘크리트 폐기물을 고오염 부분과 저오염 부분으로 대략적으로 나누는 수준의 감량 기술로 볼 수 있다. 콘크리트 폐기물의 다른 처리 방법으로는 화학적 제염 방법이 있다. 이 경우 산성 용액, 계면활성제, 유기용매 등을 단계적 혹은 복합적으로 활용하여 표면의 방사성 핵종들을 용해하거나 흡착시켜 제거하는 방법이다. 하지만, 이러한 습식 화학 제염 공정은 용매를 사용하기 때문에 2차 폐액이 발생하여 이의 처리를 위한 공정들이 추가적으로 필요하고, 다단계의 공정을 수행해야 할 경우 공정 시스템이 거대해 지는 문제가 있다.
본 발명의 목적은 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물 또는 방사성 핵종으로 오염된 토양의 염소화 처리를 통해 2차 폐기물의 발생을 최소화할 수 있는 제염 기술을 제공한다.
그러나, 본 발명이 이루고자 하는 기술적 과제는 이상에서 언급한 과제에 제한되지 않으며, 언급되지 않은 또 다른 과제들은 아래의 기재로부터 당업자에게 명확하게 이해될 수 있을 것이다.
본 발명은 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물 또는 방사성 핵종으로 오염된 토양에 대한 600 내지 1000 ℃ 조건에서의 염소화 처리 공정; 및 세척 공정을 포함하는 제염방법을 제공한다. 상기 방법은 세척 공정 이후, 건조 공정 및 증발 공정을 순차로 더 포함할 수 있다.
본 발명에서 제시하는 제염방법은 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물을 처리하는데 있어서 소량의 염소 기체를 활용하고 공정에 사용되는 물은 공정 내에서 재순환되기 때문에 기존의 습식 공정에 비해 2차 폐기물의 발생량이 극도로 적다는 장점이 있다. 또한, 용액이 아닌 기체를 반응 물질로 사용하기 때문에 공정 장치의 대용량화가 상대적으로 용이하다. 본 발명에서 제시하는 건식 염소화 제염 기술을 통해 Cs, Sr, Co를 단시간에 높은 효율로 제거할 수 있으며, 이는 콘크리트 폐기물 처분 부하를 경감시켜 원전 제염해체 분야에서 경제적으로 큰 효과를 가져올 수 있다. 또한, 본 발명에 따른 제염방법은 기존의 기술과 연동이 가능하여 폐기물의 상태에 따라 효율적인 조합 및 운전이 가능하다는 장점이 있다. 또한, 본 방법은 콘크리트 폐기물 이외에 Cs, Sr, Co 등이 오염된 토양 등에도 동일하게 적용이 가능한 기술이기 때문에 원전 부지 복원 혹은 원전 사고 폐기물 처리에도 활용될 수 있다.
도 1은 방사성 콘크리트 폐기물 염소화 감용 공정도이다.
도 2는 방사성 콘크리트 폐기물 구성성분의 염소화 반응 경향을 분석한 결과이다.
도 3은 종래기술(대한민국 등록특허 제10-2127491호)에 따른 친환경 골재의 제조 방법을 개략적으로 나타내는 것이다.
도 4는 SrO의 염소화 반응 조건에 따른 SrCl2 전환비율 실험 결과이다.
도 5는 800℃에서 염소 기체와 반응한 SrO의 결정 구조 분석 결과이다.
도 2는 방사성 콘크리트 폐기물 구성성분의 염소화 반응 경향을 분석한 결과이다.
도 3은 종래기술(대한민국 등록특허 제10-2127491호)에 따른 친환경 골재의 제조 방법을 개략적으로 나타내는 것이다.
도 4는 SrO의 염소화 반응 조건에 따른 SrCl2 전환비율 실험 결과이다.
도 5는 800℃에서 염소 기체와 반응한 SrO의 결정 구조 분석 결과이다.
이하, 본 발명을 상세하게 설명한다.
본 명세서에서 달리 정의되지 않은 한, 모든 기술적 용어 및 과학적 용어는 본 발명이 속하는 당업자 중 하나에 의해 일반적으로 이해되는 의미와 동일한 의미를 갖는다.
또한 명세서 및 첨부된 특허청구범위에서 사용되는 단수 형태는 문맥에서 특별한 지시가 없는 한 복수 형태도 포함하는 것으로 의도할 수 있다.
원전 해체 폐기물 중 방사성 콘크리트 폐기물이 상당한 비율을 차지하고 있으며, 콘크리트 폐기물 감량을 위해 일반적으로 기계적 제염 공정, 습식 화학 제염 공정 등이 수행되고 있다. 그러나 기계적 제염 공정은 정밀한 제염 기술은 아니기 때문에 감량 효율 면에서는 한계가 있으며, 습식 화학 제염 공정은 용매를 사용하기 때문에 2차 폐액이 발생하여 이의 처리를 위한 공정들이 추가적으로 필요하다는 문제가 있다. 이에 본 발명은 염소화 처리를 통하여 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물을 효율적으로 감량할 수 있고 2차 폐기물의 발생을 최소화할 수 있는 제염방법을 제공하고자 한다.
본 발명은 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물 또는 방사성 핵종으로 오염된 토양에 대한 염소화 처리 공정; 및 세척 공정을 포함하는 제염방법을 제공한다. 상기 방법은 세척 공정 이후, 건조 공정 및 증발 공정을 순차로 더 포함할 수 있다.
상기 염소화 처리 공정은 염소 기체와 반응시키는 공정일 수 있으며, 상기 염소화 처리 공정에 의해 방사성 핵종이 염화물로 전환될 수 있다.
상기 방법에서, 염소화 처리 공정에 의해 방사성 핵종은 염화물로 전환되고, 상기 염화물은 세척 공정 중 물에 용해될 수 있다. 또한, 대부분의 비방사성 물질은 염소와 반응하지 않으며 세척 공정 중 물에 용해되지 않고 고체 형태로 유지될 수 있다.
이에 따라 물에 용해된 방사성 물질 (염화물)은 고체 형태의 비방사성 물질로부터 분리될 수 있다. 이때 고체 형태의 비방사성 물질은 건조 과정을 통해 물이 제거된 후 준위가 낮은 폐기물로 분류될 수 있고, 액상의 반응물은 증발 공정을 적용하여 염화물이 분리되도록 할 수 있다.
상기 방사성 핵종은 Cs, Sr 및 Co로 이루어진 군에서 선택되는 하나 이상을 포함할 수 있다. 상기 염화물은 CsCl, SrCl2 및 CoCl2로 이루어진 군에서 선택되는 하나 이상을 포함할 수 있다.
상기 염소화 처리 공정은 600 내지 1000 ℃ 조건에서 수행될 수 있다. 600 ℃ 미만에서는 염화물 생성 효율이 불충분할 수 있고 1000 ℃ 초과 시에는 부식성의 염소 기체 사용에 의해 가열로의 내구성 문제가 발생할 수 있다.
상기 염소화 처리 공정은 0.5 시간 내지 8 시간, 더욱 구체적으로 1 시간 내지 4 시간동안 수행할 수 있으나, 이에 제한되는 것은 아니다.
상기 염소화 처리 공정에서 염소 기체는 1 ~ 1000 mL/min 조건으로 공급할 수 있으나 이에 제한되는 것은 아니다.
이하, 본 발명을 보다 상세하게 설명한다.
본 발명에서 제안하는 방법은 1) 염소화 처리, 2) 세척, 3) 건조, 4) 증발 공정으로 구성될 수 있다. 원전 해체 등에서 발생한 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물은 염소화 처리 시스템에 장입되어 600 ∼ 1000 ℃ 조건에서 염소 기체와 반응하게 된다. 이 때, 주요 오염 핵종인 Cs, Sr, Co 등이 염화물로 전환되며, 콘크리트의 주요 구성성분인 SiO2, Al2O3 등은 염소와 반응하지 않고 산화물 형태를 유지한다. Ca 화합물의 경우 일부가 염화물로 전환된다. 반응 후 잔류 염소는 배기체 처리 시스템으로 인도되어 재순환 혹은 폐기처리 된다. 염소화 처리를 마친 콘크리트 폐기물은 세척 시스템에 장입된 후 물을 이용해 세척하게 되는데, 이 때 앞의 염소화 처리 과정에서 염화물로 전환된 CsCl, SrCl2, CoCl2, CaCl2가 물에 용해되고 산화물들은 고체 형태를 유지하게 된다. 따라서, 방사성 물질은 전부 물에 녹아서 고체상의 비방사성의 콘크리트 구성성분으로부터 분리된다. 고체 형태의 비방사성 물질들은 이후 건조 과정을 통해 물을 제거한 뒤 준위가 낮은 폐기물로 분류된다. 반면 세척 후 발생한 액상의 반응물은 증발 과정을 통해 물을 증발시켜 염화물과 분리하게 된다. 이렇게 증발된 물은 다시 세척공정으로 순환되어 2차 폐기물의 발생이 최소화 된다. 증발 후 남은 염화물은 방사성 핵종의 농도가 높기 때문에 별도로 회수하여 처리하는 과정을 거치게 된다. 이 때 회수된 방사성 핵종들은 필요에 따라 동위원소로 재활용 되거나 고화체 형태로 제조되어 처분되는 과정을 거치게 된다.
본 발명에서는 처리 온도가 600 ~ 1000℃로 상대적으로 낮은 영역으로 제한된다. 이는 염소화 처리 중 반응한 염화물들이 종래 기술들에서처럼 기화되지 않고 염화물인 채로 남아있도록 하기 위함이다. 종래 기술의 경우 염화물 형성과 동시에 기화시킨 후 이를 냉각시켜 포집하여 분리하는 공정을 거치며, 기화 분리를 위해 공정 온도가 상대적으로 높은 영역에 설정되 있다. 그러나 공정 온도가 1000℃를 초과하게 되면 부식성의 염소 기체 사용에 의해 가열로의 내구성 문제가 발생할 수 있다.
염화물은 기화가 용이하기도 하지만 물에 대한 용해성도 높다. 따라서 본 발명에서는 저온 공정을 수행하여 염화물로 전환은 하되 기화되지 않도록 하고, 이후 세척 공정을 통해 물을 주입하여 염화물을 녹여내는 방식을 사용하기 때문에 본 발명에서는 종래 기술의 공정들과 같은 기화된 염화물의 포집 공정은 요구되지 않는다.
또한 하기 실시예 2에서 기재하고 있는 바와 같이, 본 발명의 온도 영역에서 반응을 진행하는 경우 충분히 염화물로의 전환이 일어나 세척을 통해 제거가 용이함이 실험적으로 확인되었으며, 실시예 1에서 기재하고 있는 바와 같이 방사성 핵종이 염소 기체와 반응하여 염화물로 생성되었을 때 기화되지 않고, 고체로 남아 있는 것이 실험적으로 확인되었다 (염화물의 기화 온도 SrCl2: 1250℃, CsCl: 1297℃, CoCl2: 1049℃).
본 발명의 전체적인 시스템의 구성을 도 1에 나타내었다. 단, 1회 공정 후, 선량 평가를 통해 제염 정도가 기준치를 만족하지 못하는 경우 상기의 공정을 반복 수행함으로써 방사성 핵종의 제거율을 향상시킬 수 있으며, 이 때 각 회차의 공정 조건을 달리하여 방사성 콘크리트 폐기물 특성에 맞추어 운전이 가능하다.
염소화 처리 공정
‘염소화 처리’ 공정에서는 방사성 콘크리트 폐기물이 장입되면 반응을 위해 장치의 온도가 600∼1000 ℃로 가열된다. 이 후 염소 기체가 주입되어 염화물 전환 대상 원소들을 염화물로 전환시키게 된다. 반응이 종료되면 장치의 온도는 다시 상온으로 낮춰지게 되고 방사성 콘크리트 폐기물은 세척 장치로 이동하게 된다. 열역학적 자료를 이용하여 방사성 콘크리트 폐기물의 주요 구성성분과 염소 기체와의 반응 특성에 대한 분석을 수행하고 그 결과를 도 2에 나타내었다. 여기서, 깁스 자유에너지가 음수인 경우 염화물 형성 반응이 진행될 것으로 예상할 수 있다. 앞에서 설명한 바와 같이 깁스 자유에너지 값이 전 온도에 걸쳐 양수인 Al2O3, SiO2, Fe2O3 등 콘크리트 폐기물의 주요 성분이자 비방사성 원소들은 염소 기체와 반응하지 않을 것으로 예상할 수 있다. 반면 주요 오염 예상 물질인 Sr, Cs, Co의 경우 염화물이 용이하게 형성되는 것으로 확인되었다. 이 때, 콘크리트 폐기물의 주요 성분 중 하나인 Ca 화합물의 경우 염화물이 형성되는 것으로 나타났다. 이상의 결과로부터 염소화 처리 공정을 통해 방사성 콘트리트 폐기물 내의 다양한 구성성분들 중 방사선 오염물질인 Sr, Cs, Co를 선택적으로 염화물로 전환할 수 있음을 확인할 수 있다.
세척 공정
‘세척’ 공정에서는 방사성 콘크리트 폐기물에 물을 주입하여 염화물을 녹여내게 되는데, 이 때 주입되는 물은 후속의 증발 공정에서 회수된 물을 사용하게 된다. 세척 공정에서는 교반 또는 초음파를 통해 세척 효율을 향상시킬 수 있다. 이후 고액-분리를 통해 염화물이 용해된 액체상과 물에 용해되지 않은 고체상이 분리되게 된다. 이 때, 방사성 핵종들은 모두 액체상으로 추출되었기 때문에 고체상의 콘크리트 폐기물은 건조 후 저준위 혹은 그 이하 준위의 폐기물로 처리된다. 반면, 방사성 핵종들이 모두 용해된 액체상은 ‘증발’ 장치로 이동하여 물을 분리하게 된다. 증발 장치에서는 가열 및 진공을 이용하여 물을 증발시키게 되며, 분리된 물은 세척 공정으로 다시 장입되어 2차 폐기물의 발생을 최소화한다. 증발 이후 고체 형태로 남게 되는 염화물들은 높은 농도의 방사성 핵종들이 포함되어 있기 때문에 별도의 고화 및 처분 과정을 거치게 된다.
세척 공정까지 종료된 후 회수된 저오염 콘크리트 폐기물의 방사능 수치가 기준에 미흡할 경우 상기 공정을 반복하여 진행함으로써 추가적인 제염 효과를 얻을 수 있으며, 특히 콘크리트의 주요 오염 핵종에 따라 반복 공정 시 운전 조건을 달리 하여 제염 효과를 극대화할 수 있다.
건조 공정 및 증발 공정
방사성 물질들은 염소화 처리 과정에서 CsCl, SrCl2, CoCl2, CaCl2 등의 염화물로 전환되어 물에 용해되고 비방사성 물질들은 고체 형태를 유지하게 된다. 따라서, 방사성 물질은 전부 물에 녹아서 고체상의 비방사성 물질과 분리될 수 있다. 고체 형태의 비방사성 물질들은 이후 건조 과정을 통해 물을 제거한 뒤 준위가 낮은 폐기물로 분류될 수 있으며 세척 후 발생한 액상의 반응물은 증발 공정에 의해 물이 증발되어 염화물로 분리된다.
본 공정은 상기에 설명한 바와 같이 단독으로 활용이 가능할 뿐 아니라 기존의 고정과 연계하여 활용이 가능하다. 즉, 기존의 다단계 복합오염 콘크리트 처리 방법 (대한민국 등록특허 제10-2127491호, 도 3 참조)에서는 콘크리트 건식 식각 이후 산 용액을 이용한 일련의 습식 공정을 수행한다. 이 때, 건식 식각 전에 본 발명에서 제시하는 염소화 건식 제염 공정을 수행하여 1차적으로 오염 물질을 제거하여 후속 공정의 부담을 경감시키는 방법이 있다. 혹은 콘크리트 건식 식각 이후 수행되는 습식 식각 공정 대신 본 발명에서 제시하는 공정으로 대체할 경우 2차 산 폐액 발생이 없는 공정을 구성할 수 있다.
이하, 실시예를 통하여 본 발명을 보다 상세하게 설명한다. 본 발명의 목적, 특징, 장점은 이하의 실시예를 통하여 쉽게 이해될 것이다. 본 발명은 여기서 설명하는 실시예에 한정되지 않고, 다른 형태로 구체화될 수도 있다. 여기서 소개되는 실시예는 본 발명이 속하는 기술 분야에서 통상의 지식을 가진 자에게 본 발명의 사상이 충분히 전달될 수 있도록 하기 위해 제공되는 것이다. 따라서 이하의 실시예에 의해 본 발명이 제한되어서는 안 된다.
<실시예 1>
콘크리트 폐기물의 주요 오염 핵종인 Cs과 Sr 중 Cs의 경우 사용후핵연료 내 주요 화합물 형태인 CsI가 그 자체로 물에 용해도가 높고, 염소 기체와도 쉽게 반응하는 것으로 보고되고 있다. 반면 SrO의 경우 염소 기체에 의한 전환 반응 연구가 보고되어 있지 않은데, 실험을 통해 SrO가 염소 기체에 의해 SrCl2로 전환되는 사실을 확인하였다. SrCl2는 용해도가 큰 화합물로 후속의 세척 공정에서 Sr을 쉽게 물에 용해시켜 제거할 수 있게 된다. 본 실시예에서는 석영 반응기에 약 1.2 g의 SrO를 장입하여 다양한 온도 및 시간 조건에서 반응 실험을 수행하였다. 실험에서는 알루미나 도가니에 1.2 g의 SrO를 장입한 뒤 수평으로 설치된 직경 4 cm의 석영 반응기 중앙에 위치시켰다. 이후 Ar을 300 mL/min의 유량으로 2시간 이상 흘려주어 반응기 내부의 산소를 제거한 뒤, 10℃/분의 속도로 승온시켰다. 온도가 목표 값에 도달하면 96 mL/min Ar + 4 mL/min Cl2의 유량으로 기체를 전환시켜 반응을 시작하였다. 목표한 반응 시간에 도달하면 염소 기체의 주입을 중단하고 반응기의 온도를 상온으로 낮춘 뒤 시료를 회수하였다. 반응 전후의 무게 변화를 통해 SrCl2의 생성 비율을 확인하였다. 도 4에서 나타내는 바와 같이, 500 ℃ 조건에서는 SrCl2 생성 효율이 저조하여 최대 10% 이하의 SrO만 SrCl2로 전환되었다. 반면 600 ℃ 이상에서는 빠른 속도로 SrO가 SrCl2로 전환되는 것을 확인할 수 있다. 반응 후 생성물에 대한 결정구조 분석을 X선 회절을 통해 수행하였으며, 그 결과를 도 5에 나타내었다. 반응 시간이 1 시간인 경우에는 SrCl2와 함께 소량의 Sr4OCl6가 관찰되었으나, 반응 시간이 증가하면서 SrCl2만 형성되어 있는 것을 확인할 수 있다. 이로부터 600∼800 ℃ 온도에서 염소 기체를 이용한 SrO의 SrCl2로의 전환이 가능함을 확인하였다.
<실시예 2>
Cs, Sr, Co가 첨가된 모의 콘크리트 시료를 준비하여 이로부터 염소화 처리 공정을 통한 각 원소의 제거 효율을 검토하였다. 본 실시예에서는 콘크리트 시료를 CsCl, SrCl2, CoCl2 가 용해된 수용액에 침지시킨 후 물을 건조시켜 각 원소들의 전구체를 콘크리트 표면에 고루 분산되게 하였다. 0.6 g의 모의 콘크리트 분말을 이용하여 위의 실시예 1에서와 같이 석영 반응기를 이용하여 실험을 수행하였다. 반응 실험은 600 ℃, 700 ℃, 800 ℃ 및 1000 ℃에서 수행하였으며, 반응 시간은 2시간으로 고정하였다. 이 때 반응 기체는 96 mL/min Ar + 4 mL/min Cl2로 설정하였다. 반응이 종료된 모의 콘크리트 폐기물 시료는 50 mL의 물과 섞어준 뒤 16시간 동안 그대로 유지하였다. 이후 필터링을 수행하여 액상의 물과 고체상으로 남아있는 모의 콘크리트 시료를 분리 및 회수하였다. 회수된 고체상의 모의 저오염 콘크리트 폐기물과 세척 용액을 이용해 유도결합플라즈마 조성분석을 수행하여 분리 효율을 측정하였고, 그 결과를 아래 표 1에 정리하였다. 표 1에서 나타내는 바와 같이 반응 온도가 증가함에 따라 Cs, Sr, Co의 제거율이 증가하였다. 특히 Sr은 600 ℃ 반응을 통해 90%의 제거율을 달성할 수 있었다. 800℃ 조건에서는 Cs, Sr의 제거율이 90%를 상회하였으며, Co의 제거율도 84%에 달하였다. 반응 온도가 1000 ℃로 상승하였을 때는 Co 제거율이 98%로 상승하여 방사성 핵종들이 전부 95% 이상 제거 가능함을 확인하였다.
| 반응 온도 | 반응 시간 | Cs 제거율 | Sr 제거율 | Co 제거율 |
| 600℃ | 2 시간 | 83% | 90% | 39% |
| 700℃ | 2 시간 | 82% | 97% | 48% |
| 800℃ | 2 시간 | 95% | 97% | 84% |
| 1000℃ | 2 시간 | 95% | 97% | 98% |
상기와 동일한 실험 방법을 이용하여 반응 온도가 600℃ 및 700℃일 때 반응 시간을 달리하면서 Sr 제거 효율을 검토하여 그 결과를 아래 표 2에 나타내었다. 표에서 볼 수 있듯이 600℃에서는 Sr 제거효율이 77-95%로 편차가 있었으나, 평균적으로 700℃ 조건에 비해 낮은 값을 나타내었다. 반면 700℃ 조건에서는 평균 95%의 높은 Sr 제거율을 확인할 수 있었고, 시간에 따른 변화는 미미함을 확인하였다. 따라서, 1시간의 짧은 반응만으로도 95% 이상의 Sr을 제거할 수 있음을 확인하였다.
| 반응 온도 | 반응 시간 | Sr 제거율 |
| 600℃ | 1 시간 | 95% |
| 2 시간 | 90% | |
| 4 시간 | 77% | |
| 700℃ | 1 시간 | 95% |
| 2 시간 | 97% | |
| 4 시간 | 93% |
<실시예 3>
앞에서 기술한 바와 같이 본 발명에서 제안하는 공정은 기존의 공정과 혼합하여 사용이 가능하다. 즉, 콘크리트 건식 식각 공정을 거치게 되면 콘크리트는 1 mm 이상의 큰 입자와 1 mm 이하의 작은 입자로 분리되는데, 이 때 대부분의 오염은 1 mm 이하의 미분말에 주로 분포되어 있다. 본 실시예에서는 상기에서 기술한 모의 콘크리트 시료를 이용하여 건식 식각 공정을 수행한 후 분리된 시료를 이용하여 건식 염소화 제염 공정을 수행하여 오염 핵종들의 제거 효율을 확인하였다.
1 mm 이하의 미분말을 이용하여 상기와 동일한 800℃, 96 mL/min Ar + 4 mL/min Cl2 조건에서 2시간 동안 염소화 반응을 수행하였고, 회수된 고체 콘크리트 시료와 세척 용액의 조성 분석을 수행하여 그 결과를 아래 표 3에 나타내었다. 표에서 확인할 수 있듯이 반응 온도 증가에 따라 각 원소의 제거율이 증가하는 것을 확인할 수 있다. 800 ℃에서 반응 후 Cs의 제거율은 95%에 이르렀으며, Sr 및 Co의 제거율은 각각 88%, 76%에 달하는 것을 확인할 수 있었다. 이러한 연계 공정을 수행할 경우 1차적으로 단순한 건식 식각 공정을 통해 많은 부피를 차지하는 1 mm 이상의 큰 입자를 사전에 분리하기 때문에 염소화 제염 공정에 투입되는 반응물의 양이 크게 감소하여 공정의 부담이 크게 경함한다. 또한, 기존 발명에서 제시한 습식 공정이 본 발명에서 제시하는 건식 염소화 제염 공정으로 대체되면 2차 폐액 발생 없이 용이하게 주요 방사성 핵종 제가가 가능함을 확인할 수 있다.
| 반응 온도 | 반응 시간 | Cs 제거율 | Sr 제거율 | Co 제거율 |
| 600℃ | 2 시간 | 67% | 86% | 61% |
| 700℃ | 2 시간 | 86% | 87% | 68% |
| 800℃ | 2 시간 | 95% | 88% | 76% |
아래 표 4에는 1 mm 이하의 미분말을 이용하여 600℃ 및 700℃에서 반응 시간에 따른 Sr 제거율을 측정한 결과이다. 온도에 따른 Sr 제거율 차이는 크게 나타나지 않았으나, 두 경우 모두 2시간 반응 시 가장 높은 Sr 제거 효율을 나타내었다. 또한, 어느 조건에서나 최소 80% 이상의 Sr이 제거 가능함을 확인할 수 있었다.
| 반응 온도 | 반응 시간 | Sr 제거율 |
| 600℃ | 1 시간 | 81% |
| 2 시간 | 86% | |
| 4 시간 | 80% | |
| 700℃ | 1 시간 | 82% |
| 2 시간 | 87% | |
| 4 시간 | 84% |
Claims (7)
- 방사성 핵종으로 오염된 콘크리트 폐기물 또는 방사성 핵종으로 오염된 토양에 대한 600 내지 1000 ℃ 조건에서의 염소화 처리 공정; 및 세척 공정을 포함하며,
상기 염소화 처리 공정에 의해 방사성 핵종은 염화물로 전환되고, 상기 염화물은 세척 공정 중 물에 용해되지만,
상기 콘크리트 폐기물의 주요 구성성분은 염소와 반응하지 않고 고체 산화물 형태로 염화물과 분리 가능한 제염방법.
- 제1 항에 있어서,
상기 방사성 핵종은 Cs, Sr 및 Co로 이루어진 군에서 선택되는 하나 이상을 포함하는 것을 특징으로 하는 제염방법.
- 삭제
- 제1 항에 있어서,
상기 염화물은 CsCl, SrCl2 및 CoCl2로 이루어진 군에서 선택되는 하나 이상을 포함하는 것을 특징으로 하는 제염방법.
- 제1 항에 있어서,
상기 염소화 처리 공정은 염소 기체와 반응시키는 공정인 것인 제염방법.
- 삭제
- 제1 항에 있어서,
상기 방법은 세척 공정 이후, 건조 공정 및 증발 공정을 순차로 더 포함하는 것을 특징으로 하는 제염방법.
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