JPH0341397A - 除染廃液の処理方法 - Google Patents
除染廃液の処理方法Info
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- JPH0341397A JPH0341397A JP17545789A JP17545789A JPH0341397A JP H0341397 A JPH0341397 A JP H0341397A JP 17545789 A JP17545789 A JP 17545789A JP 17545789 A JP17545789 A JP 17545789A JP H0341397 A JPH0341397 A JP H0341397A
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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）
本発明は被除染物が浸漬されて放射性金属イオンその他
の金属イオンの溶解量が増加したＣｅ３＋−Ｃｅ”−酸
性水溶液を廃棄乃至再生するための除染廃液の処理方法
に関する。
の金属イオンの溶解量が増加したＣｅ３＋−Ｃｅ”−酸
性水溶液を廃棄乃至再生するための除染廃液の処理方法
に関する。
（従来の技術）
例えば原子力発電設備の廃止・解体措置にともなって発
生する放射能に汚染された金属材は、放射能汚染を除去
した後、保管・再利用等を行なうべく廃棄処分が行なわ
れる。
生する放射能に汚染された金属材は、放射能汚染を除去
した後、保管・再利用等を行なうべく廃棄処分が行なわ
れる。
ここで放射能汚染された金属材の除染を行なう手段とし
ては、セリウム３価イオン（以下Ｃｅ３＋と記す）とセ
リウム４価イオン（以下Ｃｅ４＋と記す）とを含む硫酸
水溶液を用いて電解酸化反応によってＣｅ３＋からＣｅ
４＋を生成し、このＣｅ４＋の酸化力を利用して被除染
物の表面から放射性物質を除去する除染方法が知られて
いる。
ては、セリウム３価イオン（以下Ｃｅ３＋と記す）とセ
リウム４価イオン（以下Ｃｅ４＋と記す）とを含む硫酸
水溶液を用いて電解酸化反応によってＣｅ３＋からＣｅ
４＋を生成し、このＣｅ４＋の酸化力を利用して被除染
物の表面から放射性物質を除去する除染方法が知られて
いる。
この除染方法によると、硫酸水溶液中に次第に放射能を
帯びた金属イオンが放射能を帯びていない金属イオンと
ともに蓄積する。そのため硫酸水溶液は放射能濃度また
は金属イオン濃度が所定の値に達すると使用に耐えなく
なり、このようになった廃液を放射性廃棄物として保管
等をするのに適した処理を行なう必要があった。
帯びた金属イオンが放射能を帯びていない金属イオンと
ともに蓄積する。そのため硫酸水溶液は放射能濃度また
は金属イオン濃度が所定の値に達すると使用に耐えなく
なり、このようになった廃液を放射性廃棄物として保管
等をするのに適した処理を行なう必要があった。
従来、この廃液の処理は、酸化力を有するＣｅ４＋を含
み、金属イオンが溶解している硫酸水溶液をドラム缶に
入れて貯蔵するとドラム缶を腐蝕してしまうので、還元
剤として鉄、マグネシウム、カルシウム、亜鉛等のアル
カリ金属、あるいは亜硫酸および亜硫酸塩を添加して還
元し、これを廃液処理施設に移送して中和処理したのち
乾燥し、粉体化していた。
み、金属イオンが溶解している硫酸水溶液をドラム缶に
入れて貯蔵するとドラム缶を腐蝕してしまうので、還元
剤として鉄、マグネシウム、カルシウム、亜鉛等のアル
カリ金属、あるいは亜硫酸および亜硫酸塩を添加して還
元し、これを廃液処理施設に移送して中和処理したのち
乾燥し、粉体化していた。
（発明が解決しようとする課題）
しかしながら、上述した廃液の処理方法は次のような課
題を有していた。
題を有していた。
■ 廃液を処理する際、還元剤および中和剤を添加して
溶出金属イオンを水酸化物に置換し、乾燥して粉体化す
るため、放射性の二次廃棄物の量が増加する。
溶出金属イオンを水酸化物に置換し、乾燥して粉体化す
るため、放射性の二次廃棄物の量が増加する。
■ Ｃｅ４＋が完全に還元されていない場合、廃液処理
施設に腐蝕を及ぼす。
施設に腐蝕を及ぼす。
本発明は上記した課題を解決するためになされたもので
、放射能を帯びた金属イオンと、被除染物から溶出した
例えば鉄イオン、ニッケルイオン、クロムイオン等と、
除染剤であるＣｅ３＋とＣｅ４＋が溶解している除染廃
液の廃液処理に伴う放射性の二次廃棄物の発生量を低減
することができる除染廃液の処理方法を提供することに
ある。
、放射能を帯びた金属イオンと、被除染物から溶出した
例えば鉄イオン、ニッケルイオン、クロムイオン等と、
除染剤であるＣｅ３＋とＣｅ４＋が溶解している除染廃
液の廃液処理に伴う放射性の二次廃棄物の発生量を低減
することができる除染廃液の処理方法を提供することに
ある。
（課題を解決するための手段）
本発明では、Ｃｅ４＋が豊富なＣｅ３＋−Ｃｅ”−酸性
３− 水溶液に被除染物を浸漬し、Ｃｅ４＋の被除染物の母材
金属に対する酸化力を利用して被除染物の表面に付着し
た放射性汚染物を除去する除染システムの除染作用進行
に伴って、放射性汚染物の金属イオンの溶解量が増加し
たＣｅ”−Ｃｅ”−酸性水溶液を除染廃液として取出し
、これを放射性廃棄物として貯蔵するに適する処理を行
なう除染廃液の処理方法において、除染廃液からＣｅ４
＋をイオン交換樹脂法によって回収し、このＣｅ４＋が
回収された除染廃液に中和剤を添加して遊離している酸
を中和し、次いでこの除染廃液にマイクロ波を照射して
加熱脱水し酸塩を生成させるようにした。
３− 水溶液に被除染物を浸漬し、Ｃｅ４＋の被除染物の母材
金属に対する酸化力を利用して被除染物の表面に付着し
た放射性汚染物を除去する除染システムの除染作用進行
に伴って、放射性汚染物の金属イオンの溶解量が増加し
たＣｅ”−Ｃｅ”−酸性水溶液を除染廃液として取出し
、これを放射性廃棄物として貯蔵するに適する処理を行
なう除染廃液の処理方法において、除染廃液からＣｅ４
＋をイオン交換樹脂法によって回収し、このＣｅ４＋が
回収された除染廃液に中和剤を添加して遊離している酸
を中和し、次いでこの除染廃液にマイクロ波を照射して
加熱脱水し酸塩を生成させるようにした。
また本発明では、この除染廃液の処理方法に、イオン交
換樹脂法によってＣｅ４＋が吸着されたイオン交換樹脂
から酸を溶離液としてＣｅ４＋を溶離して回収する工程
を設けた。
換樹脂法によってＣｅ４＋が吸着されたイオン交換樹脂
から酸を溶離液としてＣｅ４＋を溶離して回収する工程
を設けた。
また本発明では、この除染廃液の処理方法に更に、溶離
されたＣｅ４＋を含む酸性水溶液を電解してＣｅ４＋を
Ｃｅ３＋に還元し、このＣｅ３＋が溶解した酸性水溶液
を再びイオン交換樹脂に接触させてＣｅ４＋を溶４ 離させる工程を設けた。
されたＣｅ４＋を含む酸性水溶液を電解してＣｅ４＋を
Ｃｅ３＋に還元し、このＣｅ３＋が溶解した酸性水溶液
を再びイオン交換樹脂に接触させてＣｅ４＋を溶４ 離させる工程を設けた。
（作用）
除染廃液中のＣｅ’＋は液中で錯イオンを形成している
ので、イオン交換樹脂に選択的に吸収させることができ
る。このＣｅ４＋を回収した後の除染廃液には遊離した
酸が溶解しているので、中和剤を添加してこの遊離した
酸を安定化した後、マイクロ波を照射すれば加熱脱水さ
れて固形状の酸塩が生成される。遊離した酸は中和され
ているので加熱しても酸と水が共沸化合物となって不安
定な状態で残留するおそれはない。
ので、イオン交換樹脂に選択的に吸収させることができ
る。このＣｅ４＋を回収した後の除染廃液には遊離した
酸が溶解しているので、中和剤を添加してこの遊離した
酸を安定化した後、マイクロ波を照射すれば加熱脱水さ
れて固形状の酸塩が生成される。遊離した酸は中和され
ているので加熱しても酸と水が共沸化合物となって不安
定な状態で残留するおそれはない。
またＣｅ４＋が吸着されたイオン交換樹脂は、酸を溶離
液としてＣｅ４＋を溶離・回収することによって再生さ
れるので、これを再度利用することができる。またこの
工程で生じたＣｅ４＋が溶解した酸は、除染用の酸性水
溶液として用いることができる。
液としてＣｅ４＋を溶離・回収することによって再生さ
れるので、これを再度利用することができる。またこの
工程で生じたＣｅ４＋が溶解した酸は、除染用の酸性水
溶液として用いることができる。
またさらに、イオン交換樹脂から溶離されたＣｅ４＋を
含む酸性水溶液を電解すると、Ｃｅ’＋が還元されてＣ
ｅ３＋となるので、これを再びＣｅ４＋が吸着されたイ
オン交換樹脂に接触させてＣｅ４＋を有効に溶離させる
ことができる。
含む酸性水溶液を電解すると、Ｃｅ’＋が還元されてＣ
ｅ３＋となるので、これを再びＣｅ４＋が吸着されたイ
オン交換樹脂に接触させてＣｅ４＋を有効に溶離させる
ことができる。
（実施例）
本発明の一実施例を図を参照して説明する。
Ｃｅ３” −Ｃｅ’ ”−硫酸水溶液を除染液とし、こ
の除染液を例えば除染槽に満たしてこの中に放射能汚染
されたステンレス鋼製の被除染物を浸して放射能除染を
行なうと、除染作用の進行にともなって、除染液中には
、被除染物の表面から剥離し溶解した放射能を帯びたコ
バルト、マンガン等の金属イオンとともに、ステンレス
鋼から溶出した鉄、クロム、ニッケル等のイオンが次第
に増加してくる。
の除染液を例えば除染槽に満たしてこの中に放射能汚染
されたステンレス鋼製の被除染物を浸して放射能除染を
行なうと、除染作用の進行にともなって、除染液中には
、被除染物の表面から剥離し溶解した放射能を帯びたコ
バルト、マンガン等の金属イオンとともに、ステンレス
鋼から溶出した鉄、クロム、ニッケル等のイオンが次第
に増加してくる。
このような除染液は、除染のための酸化作用を行なうＣ
ｅ４＋については、例えば除染槽に接続された循環系に
設けられた電解装置を用いて除染液中のＣｅ４＋濃度が
ほぼ一定になるように補給される。
ｅ４＋については、例えば除染槽に接続された循環系に
設けられた電解装置を用いて除染液中のＣｅ４＋濃度が
ほぼ一定になるように補給される。
しかし鉄、クロム、ニッケル等のイオン濃度が次第に増
加して飽和状態に近づいた場合、あるいは特に放射能を
帯びた金属イオンの溶解量が一定量を超え、除染液の放
射能レベルが増加した場合、除染作用の続行に支障を来
すので、このものは除染廃液として除染液から分離され
る。
加して飽和状態に近づいた場合、あるいは特に放射能を
帯びた金属イオンの溶解量が一定量を超え、除染液の放
射能レベルが増加した場合、除染作用の続行に支障を来
すので、このものは除染廃液として除染液から分離され
る。
第１図において、この除染廃液ｌに対してＣｅイオン吸
着２が行なわれる。ここでは除染廃液上を陰イオン交換
樹脂（Ｒ−Ｘ）に接触させると、Ｃｅ”は錯イオンを形
成し、次の反応によって選択的に吸着される。
着２が行なわれる。ここでは除染廃液上を陰イオン交換
樹脂（Ｒ−Ｘ）に接触させると、Ｃｅ”は錯イオンを形
成し、次の反応によって選択的に吸着される。
１／４Ｈ，［Ｃｅ（ＳＱ、）、＋１＋Ｒ−Ｘ−＋Ｒ−１
／４［Ｃｅ（ＳＯ４）４＋ＨＸ［Ｃｅ（ＳＯ４）４コ４
−と交換基（Ｘ）とは交換反応が起り。
／４［Ｃｅ（ＳＯ４）４＋ＨＸ［Ｃｅ（ＳＯ４）４コ４
−と交換基（Ｘ）とは交換反応が起り。
吸着される。
次に遊離硫酸の安定化５の工程に進み、Ｃｅ４＋が回収
された除染廃液ｌ中の遊離した硫酸を安定化させるため
に、中和剤（たとえば水酸化ナトリウム）が添加される
。硫酸は水酸化ナトリウムと中和反応を生じて次式に示
すように安定化する。
された除染廃液ｌ中の遊離した硫酸を安定化させるため
に、中和剤（たとえば水酸化ナトリウム）が添加される
。硫酸は水酸化ナトリウムと中和反応を生じて次式に示
すように安定化する。
Ｈ２ＳＯ４＋２ＮａＯＨ−＋Ｎａ２ＳＯ４＋２Ｈ２０一
方、除染剤であるＣｅ３＋と放射性核種（たとえばＣｏ
”、 Ｍｎ”）および被除染物から溶出した金属イオン
Ｆｅ”、 Ｃｒ”、 Ｎｉ２＋は、鉗イオンを形成しな
いため、除染廃液中に残留する。このようにＣｅ４＋を
回収し、遊離した硫酸を中和した除染廃液は次に脱水・
粉体化６の工程に進められ、マイクロ波加熱法を用いて
マイクロ波を照射すると、除染廃液は約３００℃に加熱
されて脱水し、以下に示すように硫酸塩７が生成される
。
方、除染剤であるＣｅ３＋と放射性核種（たとえばＣｏ
”、 Ｍｎ”）および被除染物から溶出した金属イオン
Ｆｅ”、 Ｃｒ”、 Ｎｉ２＋は、鉗イオンを形成しな
いため、除染廃液中に残留する。このようにＣｅ４＋を
回収し、遊離した硫酸を中和した除染廃液は次に脱水・
粉体化６の工程に進められ、マイクロ波加熱法を用いて
マイクロ波を照射すると、除染廃液は約３００℃に加熱
されて脱水し、以下に示すように硫酸塩７が生成される
。
Ｆｅ２（ＳＯ４）３・ｎＨ２Ｏ→Ｆｅ２（ＳＯ４）３＋
ｎＨ２Ｏ↑Ｃｒ２（ＳＯ４）３− ｎ ８２０−＋Ｃｒ
２ （ＳＯ４）３＋ ｎ Ｈ２０↑ＮｉＳＯ４・ｎ ）
１２０−＋ＮｉＳＯ４＋ ｎ Ｈ２０↑ＣｏＳＯ４・ｎ
Ｈ２Ｏ−）ＣＯ８０４＋ｎ１１□０↑ＭｎＳＯ４・ｎ
Ｈ２Ｏ−）ＭｎＳＯ４＋ ｎ Ｈ２０↑Ｃｅ２（Ｓｏ、
）、 ・ｎ Ｈ２Ｏ−＋Ｃｅ２（ＳＯ４）、 ＋ ｎ
Ｈ２０↑Ｎａ、Ｓｏ、 ・ｎ ）１２０−＋Ｎａ、Ｓｏ
４＋ ｎ Ｈ２０↑この脱水反応によって生成された硫
酸塩７は化学的に安定なため、硫酸塩としてそのままの
状態で保管することができる（符号８）。また、これら
の硫酸塩は、放射能レベル別に取扱いが容易なように、
低レベル廃棄物はそれぞれの固化剤を添加してプラスチ
ック固化、セメント固化あるいはアスファルト固化等を
することができる（符号９）。
ｎＨ２Ｏ↑Ｃｒ２（ＳＯ４）３− ｎ ８２０−＋Ｃｒ
２ （ＳＯ４）３＋ ｎ Ｈ２０↑ＮｉＳＯ４・ｎ ）
１２０−＋ＮｉＳＯ４＋ ｎ Ｈ２０↑ＣｏＳＯ４・ｎ
Ｈ２Ｏ−）ＣＯ８０４＋ｎ１１□０↑ＭｎＳＯ４・ｎ
Ｈ２Ｏ−）ＭｎＳＯ４＋ ｎ Ｈ２０↑Ｃｅ２（Ｓｏ、
）、 ・ｎ Ｈ２Ｏ−＋Ｃｅ２（ＳＯ４）、 ＋ ｎ
Ｈ２０↑Ｎａ、Ｓｏ、 ・ｎ ）１２０−＋Ｎａ、Ｓｏ
４＋ ｎ Ｈ２０↑この脱水反応によって生成された硫
酸塩７は化学的に安定なため、硫酸塩としてそのままの
状態で保管することができる（符号８）。また、これら
の硫酸塩は、放射能レベル別に取扱いが容易なように、
低レベル廃棄物はそれぞれの固化剤を添加してプラスチ
ック固化、セメント固化あるいはアスファルト固化等を
することができる（符号９）。
高レベルの廃棄物はホウケイ酸ガラスと混合してガラス
固化体にすることができる（符号１０）。
固化体にすることができる（符号１０）。
−
また先にＣｅイオン吸着２の工程で［Ｃｅ（ＳＯ４）ｊ
’を吸着した陰イオン交換樹脂は、Ｃｅイオンの溶離３
の工程を用いて硫酸を通液すると、次式の反応によって
［Ｃｅ （ＳＯ４）４ ］’−が陰イオン交換樹脂から
溶離する。
’を吸着した陰イオン交換樹脂は、Ｃｅイオンの溶離３
の工程を用いて硫酸を通液すると、次式の反応によって
［Ｃｅ （ＳＯ４）４ ］’−が陰イオン交換樹脂から
溶離する。
Ｒ−１／４［：Ｃｅ（３０４）、］＋１／２Ｈ２ＳＯ４
→Ｒ−１／ ２Ｓ０４＋ Ｈ，［Ｃｅ （ＳＯ，Ｌ ］
次にＣｅイオンの安定化４の工程を加えてこの硫酸に溶
離した［Ｃｅ（ＳＱ、）、１’−を電解還元すると、Ｃ
ｅ４＋はＣｅ３＋に還元される。還元されたＣｅ’＋は
陰イオン交換樹脂に吸着されないため、再びＣｅ３＋が
溶［Ｃｅ（Ｓ０４）４］４−を更に硫酸溶液に溶離させ
ることができる。
→Ｒ−１／ ２Ｓ０４＋ Ｈ，［Ｃｅ （ＳＯ，Ｌ ］
次にＣｅイオンの安定化４の工程を加えてこの硫酸に溶
離した［Ｃｅ（ＳＱ、）、１’−を電解還元すると、Ｃ
ｅ４＋はＣｅ３＋に還元される。還元されたＣｅ’＋は
陰イオン交換樹脂に吸着されないため、再びＣｅ３＋が
溶［Ｃｅ（Ｓ０４）４］４−を更に硫酸溶液に溶離させ
ることができる。
このように陰イオン交換樹脂に吸着されたＣｅ４＋は、
Ｃｅイオンの溶離３およびＣｅイオンの安定化４の工程
を繰返すことによって、陰イオン交換樹脂から効率良く
回収することが可能となり、これを除染材として再度使
用することができるようになる。
Ｃｅイオンの溶離３およびＣｅイオンの安定化４の工程
を繰返すことによって、陰イオン交換樹脂から効率良く
回収することが可能となり、これを除染材として再度使
用することができるようになる。
次に本実施例の効果を確認するため、従来の方法と本実
施例によって除染廃液を処理した場合との二次廃棄物発
生量を比較して説明する。除染廃液の組成は除染液とし
てはＣｅ３＋濃度０．１ｍｏＱ、／ Ｑ、Ｃｅ４＋濃度
０．２ｍｏＱ／ Ｑ、硫酸濃度１ｍｏＩｌ／Ｑ、液量１
０００ Ｑで、この除染液の中に被除染物からの溶出金
属をＦｅと仮定し、Ｆｅが工ｍｏＱ／Ｑ 溶解してい
るものとする。この除染廃液を基準にして廃液処理に伴
う二次廃棄物の量を求める。
施例によって除染廃液を処理した場合との二次廃棄物発
生量を比較して説明する。除染廃液の組成は除染液とし
てはＣｅ３＋濃度０．１ｍｏＱ、／ Ｑ、Ｃｅ４＋濃度
０．２ｍｏＱ／ Ｑ、硫酸濃度１ｍｏＩｌ／Ｑ、液量１
０００ Ｑで、この除染液の中に被除染物からの溶出金
属をＦｅと仮定し、Ｆｅが工ｍｏＱ／Ｑ 溶解してい
るものとする。この除染廃液を基準にして廃液処理に伴
う二次廃棄物の量を求める。
本実施例では除染過程で除染液中のＣｅ３＋を極力電解
酸化反応によってＣｅ４＋に酸化させている。
酸化反応によってＣｅ４＋に酸化させている。
Ｃｅ３＋の電解酸化反応は電流効率上、全量Ｃｅ４＋に
生成できないが、Ｃｅイオン（Ｃｅ３＋＋Ｃｅ４＋）の
約９０％はＣｅ４＋に生成できる。上記した除染廃液に
陰イオン交換樹脂を接触させ、Ｃｅ４＋を回収すると以
下の金属イオンが除染廃液中に残留する。
生成できないが、Ｃｅイオン（Ｃｅ３＋＋Ｃｅ４＋）の
約９０％はＣｅ４＋に生成できる。上記した除染廃液に
陰イオン交換樹脂を接触させ、Ｃｅ４＋を回収すると以
下の金属イオンが除染廃液中に残留する。
Ｃｅ２（ＳＯ４）３ ： ０．０１５ ｍｏ１ｉ／ ｎ
Ｆｅ２（５０４）３ ： ０．５ ｍｏＱ／ Ｑｏ□ｓ
ｏ、 ： １ ｍｏＱ／ Ｑ 除染廃液中の遊離した硫酸は加熱すると非常に不安定な
共沸混合物となるため、遊離した硫酸のみを中和剤（Ｎ
ａｉｌ（）を添加して安定なＮａ２ＳＯ４に置換する。
Ｆｅ２（５０４）３ ： ０．５ ｍｏＱ／ Ｑｏ□ｓ
ｏ、 ： １ ｍｏＱ／ Ｑ 除染廃液中の遊離した硫酸は加熱すると非常に不安定な
共沸混合物となるため、遊離した硫酸のみを中和剤（Ｎ
ａｉｌ（）を添加して安定なＮａ２ＳＯ４に置換する。
したがって除染廃液は以下の組成となる。
Ｃｅ２（ＳＯ，）３： ０．０１５ ｍｏＱ／ ｎＦｅ
２（ＳＯ４）３： ０．５ ｍｏＱ／ ｎＮａ２５ｏ４
： １ ｍｏＱ／ Ｑ この溶液にマイクロ波を照射して加熱脱水し、硫酸塩を
生成させると下記のような廃棄物が二次廃棄物として発
生する。
２（ＳＯ４）３： ０．５ ｍｏＱ／ ｎＮａ２５ｏ４
： １ ｍｏＱ／ Ｑ この溶液にマイクロ波を照射して加熱脱水し、硫酸塩を
生成させると下記のような廃棄物が二次廃棄物として発
生する。
Ｃｅ、、（ＳＯ４）、＝ （Ｃｅ、（ＳＯ４）３の分子
量）Ｘ （０，Ｏ］、５ｍｏｎ／ Ｑ ） Ｘ １００
０ Ｑ＝ ５６８ Ｘ Ｏ，０１５Ｘ １０００＝８．
５ ｋｇ Ｆｅ２（Ｓ０４）３＝（Ｆｅ２（ＳＯ４）２の分子量）
×０．５ｍｏＱ／ Ｑ Ｘ １０００ Ｑ＝ ４００
ｘ Ｏ，５ｘ １０００ ＝２００ｋｇ Ｎａ２Ｓ０４１０００＝２００の分子量）Ｘ １ ｍｏ
Ｑ／ Ｑ Ｘ １０００ｆｌ１１− １４２Ｘ Ｉ Ｘ１Ｘ１０ ０Ｏ＝１４２ 合計３５１ ｋｇ 次に従来の方法によって除染廃液を廃棄する場合の二次
廃棄物の発生量を求める。除染廃液のＣｅ４＋の還元は
被除染物を鉄材とした場合、還元できるため還元剤を新
たに加えないものとする。したがって既設の廃液処理施
設で下記の組成の除染廃液を処理するものとする。
量）Ｘ （０，Ｏ］、５ｍｏｎ／ Ｑ ） Ｘ １００
０ Ｑ＝ ５６８ Ｘ Ｏ，０１５Ｘ １０００＝８．
５ ｋｇ Ｆｅ２（Ｓ０４）３＝（Ｆｅ２（ＳＯ４）２の分子量）
×０．５ｍｏＱ／ Ｑ Ｘ １０００ Ｑ＝ ４００
ｘ Ｏ，５ｘ １０００ ＝２００ｋｇ Ｎａ２Ｓ０４１０００＝２００の分子量）Ｘ １ ｍｏ
Ｑ／ Ｑ Ｘ １０００ｆｌ１１− １４２Ｘ Ｉ Ｘ１Ｘ１０ ０Ｏ＝１４２ 合計３５１ ｋｇ 次に従来の方法によって除染廃液を廃棄する場合の二次
廃棄物の発生量を求める。除染廃液のＣｅ４＋の還元は
被除染物を鉄材とした場合、還元できるため還元剤を新
たに加えないものとする。したがって既設の廃液処理施
設で下記の組成の除染廃液を処理するものとする。
Ｃｅ２（Ｓ０４）３：０．１５ｍ０Ｑ、／ＱＦｅ２（Ｓ
Ｏ４）３： ０．５ ｍｏＱ／ Ｑ）１２ＳＯ，： １
ｍｏＱ／ Ｑ この除染廃液は中和して廃棄しなければならない。中和
剤にＮａＯＨを用いると次のような化合物を形成する。
Ｏ４）３： ０．５ ｍｏＱ／ Ｑ）１２ＳＯ，： １
ｍｏＱ／ Ｑ この除染廃液は中和して廃棄しなければならない。中和
剤にＮａＯＨを用いると次のような化合物を形成する。
Ｃｅ２（ＳＯ４）３＋ ６ ＮａＯＨ→２ Ｃｅ（ＯＨ
）３＋ ３ Ｎａ２Ｓ０４Ｆｅ２（ＳＯ４）３＋ ６
ＮａＯＨ−＋ ２ Ｆｅ（ＯＨ）３＋３ Ｎａ２５Ｏ４
Ｈ□ＳＯ４＋ ２ Ｎａ０Ｉ（−＋Ｎａ、ＳＯ，＋ ２
８２０中和後の除染廃液を既設の薄膜乾燥器で加熱する
と水分が蒸発して下記のような水酸化物および１２− 硫酸塩が粉体化して二次廃棄物として発生する。
）３＋ ３ Ｎａ２Ｓ０４Ｆｅ２（ＳＯ４）３＋ ６
ＮａＯＨ−＋ ２ Ｆｅ（ＯＨ）３＋３ Ｎａ２５Ｏ４
Ｈ□ＳＯ４＋ ２ Ｎａ０Ｉ（−＋Ｎａ、ＳＯ，＋ ２
８２０中和後の除染廃液を既設の薄膜乾燥器で加熱する
と水分が蒸発して下記のような水酸化物および１２− 硫酸塩が粉体化して二次廃棄物として発生する。
１：：６（ＯＨ）３＝ （（Ｃｅ（ＯＨ）ａの分子量）
Ｘ （Ｃｅ”中濃度）Ｘ］、００１１）Ｘ２＝ １９１
Ｘ Ｏ，３Ｘ １０００ Ｘ ２＝１１５ ｋｇ Ｆｅ （Ｏｆ（）３＝（（Ｆｅ （ＯＨ）３の分子量）
Ｘ（Ｆｅａ度）Ｘ１００ＯＱ）Ｘ２ １０７Ｘ Ｉ Ｘ１００ＯＸ ２ ＝２１４ ｋｇ Ｎａ２ＳＯ４＝（（Ｎａ２ＳＯ４の分子量）ｘ ｃ （
ａ ｘ （Ｃｅ２（ＳＯ４）３濃度））＋ （３Ｘ （
Ｃ（１２（５０４）ａ １度））＋（硫酸濃度）］）
ｘ １０００ Ｑ＝ １４２ Ｘ （０，４５＋１１．
５ ＋ １ ） Ｘ １０００＝４１９ ｋｇ 合計７４８ ｋｇ 上述した各検討結果に基づく二次廃棄物発生量を対比し
て下表に示す。
Ｘ （Ｃｅ”中濃度）Ｘ］、００１１）Ｘ２＝ １９１
Ｘ Ｏ，３Ｘ １０００ Ｘ ２＝１１５ ｋｇ Ｆｅ （Ｏｆ（）３＝（（Ｆｅ （ＯＨ）３の分子量）
Ｘ（Ｆｅａ度）Ｘ１００ＯＱ）Ｘ２ １０７Ｘ Ｉ Ｘ１００ＯＸ ２ ＝２１４ ｋｇ Ｎａ２ＳＯ４＝（（Ｎａ２ＳＯ４の分子量）ｘ ｃ （
ａ ｘ （Ｃｅ２（ＳＯ４）３濃度））＋ （３Ｘ （
Ｃ（１２（５０４）ａ １度））＋（硫酸濃度）］）
ｘ １０００ Ｑ＝ １４２ Ｘ （０，４５＋１１．
５ ＋ １ ） Ｘ １０００＝４１９ ｋｇ 合計７４８ ｋｇ 上述した各検討結果に基づく二次廃棄物発生量を対比し
て下表に示す。
３５１ ｋｇ、従来の方法による場合７４８ ｋｇとな
る。
る。
なお上述した実施例では酸性水溶液として硫酸を使用し
たものを示したが、硫酸の代りに硝ＭＰしても同じ作用
効果が得られる。
たものを示したが、硫酸の代りに硝ＭＰしても同じ作用
効果が得られる。
本発明によれば以下に述べる効果がある。
（１）除染廃液中の酸化力のあるＣｅ４＋をイオン交換
樹脂により回収して、再使用することができるため、除
染廃液の発生量を少なくすることができる。
樹脂により回収して、再使用することができるため、除
染廃液の発生量を少なくすることができる。
■ Ｃｅ４＋を回収した後の除染廃液は、遊離した酸の
みを中和してマイクロ波を照射し、加熱脱水して酸塩を
生成するため、還元剤および中和剤を添加して溶出金属
イオンを水酸化物に置換し、乾燥粉体化する場合に比較
して、二次廃棄物の発生量が少なくなる。
みを中和してマイクロ波を照射し、加熱脱水して酸塩を
生成するため、還元剤および中和剤を添加して溶出金属
イオンを水酸化物に置換し、乾燥粉体化する場合に比較
して、二次廃棄物の発生量が少なくなる。
（３）除染廃液とは別に単独で廃液処理することができ
るため、既設の廃液処理施設に腐蝕を及ぼす心配がない
。
るため、既設の廃液処理施設に腐蝕を及ぼす心配がない
。
（４） マイクロ波による直接加熱法を用いるため、外
部加熱方式で駆動部が多い薄膜乾燥に比較して装置のメ
ンテナンスが容易である。
部加熱方式で駆動部が多い薄膜乾燥に比較して装置のメ
ンテナンスが容易である。
図は本発明の一実施例を示すフロー図である。
工・・除染廃液
２・・Ｃｅイオン吸着
３・・・Ｃｅイオンの溶離
４・・Ｃｅイオンの安定化
５・・・遊離硫酸の安定化
６・脱水、粉体化
７・・・硫酸塩
８・・保管
９・固化保管（低レベル）
１０・固化保管（高レベル）
Claims (1)
- 【特許請求の範囲】 １、富Ｃｅ＾４＾＋とされたＣｅ＾３＾＋−Ｃｅ＾４＾
＋−酸性水溶液に被除染物を浸漬し、前記Ｃｅ＾４＾＋
の前記被除染物の母材金属に対する酸化力を利用して前
記被除染物の表面に付着した放射性汚染物を除去する除
染システムの除染作用進行にともなって、前記放射性汚
染物の金属イオンの溶解量が増加した前記Ｃｅ＾３＾＋
−Ｃｅ＾４＾＋−酸性水溶液を除染廃液として取出し、
これを放射性廃棄物として貯蔵するに適する処理を行な
う除染廃液の処理方法において、前記除染廃液から前記
Ｃｅ＾４＾＋をイオン交換樹脂法によって回収し、この
Ｃｅ＾４＾＋が回収された除染廃液に中和剤を添加して
遊離している酸を中和し、次いでこの除染廃液にマイク
ロ波を照射して加熱脱水し酸塩を生成させることを特徴
とする除染廃液の処理方法。 ２、前記イオン交換樹脂法によってＣｅ＾４＾＋が吸着
されたイオン交換樹脂から酸を溶離液として前記Ｃｅ＾
４＾＋を溶離して回収する工程を設けたことを特徴とす
る請求項１記載の除染廃液の処理方法。 ３、溶離されたＣｅ＾４＾＋を含む前記酸性水溶液を電
解して前記Ｃｅ＾４＾＋をＣｅ＾３＾＋に還元し、この
Ｃｅ＾３＾＋が溶解した酸性水溶液を再び前記イオン交
換樹脂に接触させて前記Ｃｅ＾４＾＋を溶離させる工程
を設けたことを特徴とする請求項２記載の除染廃液の処
理方法。
Priority Applications (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP17545789A JPH0341397A (ja) | 1989-07-10 | 1989-07-10 | 除染廃液の処理方法 |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP17545789A JPH0341397A (ja) | 1989-07-10 | 1989-07-10 | 除染廃液の処理方法 |
Publications (1)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPH0341397A true JPH0341397A (ja) | 1991-02-21 |
Family
ID=15996404
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP17545789A Pending JPH0341397A (ja) | 1989-07-10 | 1989-07-10 | 除染廃液の処理方法 |
Country Status (1)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JPH0341397A (ja) |
-
1989
- 1989-07-10 JP JP17545789A patent/JPH0341397A/ja active Pending
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