JPH0493799A - 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
- Publication number
- JPH0493799A JPH0493799A JP20917290A JP20917290A JPH0493799A JP H0493799 A JPH0493799 A JP H0493799A JP 20917290 A JP20917290 A JP 20917290A JP 20917290 A JP20917290 A JP 20917290A JP H0493799 A JPH0493799 A JP H0493799A
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- Japan
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- carbonate
- water
- ion
- sodium carbonate
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- Pending
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- Processing Of Solid Wastes (AREA)
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）
本発明はたとえば沸騰水型原子炉（以下、ＢＷＲと記す
）を使用した原子力発電所から発生する放射性廃棄物を
プラスチックで固める放射性廃棄物の固化処理方法に関
する。
）を使用した原子力発電所から発生する放射性廃棄物を
プラスチックで固める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液は加
熱して濃縮処理され、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されプラスチック固化されて
いる。この放射性廃液の処理法は減容率が高いことのた
めに、広く、とくに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、廃液をセメント固化する場合に比較して、廃棄
物の発生量は１／６から１／１０に減少する。
熱して濃縮処理され、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されプラスチック固化されて
いる。この放射性廃液の処理法は減容率が高いことのた
めに、広く、とくに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、廃液をセメント固化する場合に比較して、廃棄
物の発生量は１／６から１／１０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ともない、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−１４のような長寿命の放射性核種が安全評価上重要
な意味を有することが明らかになっており、その処分場
での挙動が、環境への影Ｉｉｐ評価に重大な役割を果た
す。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−次系からター
ビン系を経て、放射性廃液に混じり込み、その廃液中で
の含有は避けられない。Ｃ−１４は通常、原子炉水の放
射線分解によって発生する酸素で酸化されて、炭酸イオ
ンとして存在するものと考えられる。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交換樹脂に補
足され、この樹脂がカセイソーダにより再生処理される
場合に炭酸ナトリウムの形で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。
射性廃棄物の最終処分の具体化にともない、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−１４のような長寿命の放射性核種が安全評価上重要
な意味を有することが明らかになっており、その処分場
での挙動が、環境への影Ｉｉｐ評価に重大な役割を果た
す。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−次系からター
ビン系を経て、放射性廃液に混じり込み、その廃液中で
の含有は避けられない。Ｃ−１４は通常、原子炉水の放
射線分解によって発生する酸素で酸化されて、炭酸イオ
ンとして存在するものと考えられる。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交換樹脂に補
足され、この樹脂がカセイソーダにより再生処理される
場合に炭酸ナトリウムの形で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のち固化処理し、最終処分可
能な放射性廃棄物パッケージに処理される。
能な放射性廃棄物パッケージに処理される。
現在、これら廃液は、上記のプラスチック固化法により
安定化処理される。濃縮廃液は乾燥処理された後でプラ
スチック材料により、廃液主成分である硫酸ナトリウム
粉体が固定化されるが、この中に炭酸ナトリウムの形で
溶解しているＣ−１４も取り込まれる。ところで、炭酸
ナトリウムの溶解度は７．１であるために、プラスチッ
ク固化体、あるいは、ペレットが最終処分後で水と接し
た場合、これら固化体から水溶性硫酸ナトリウムが溶解
し、これとともに炭酸イオンの中に含まれるＣ−１４も
溶解する。すなわち、プラスチック固化体、ペレット固
化体にＣ−１４は残留することなく、固化体外に溶解す
る。このため、固化体にＣ−１４が残留することなく、
周辺の水相へ移行する。固化体の安全評価試験において
、このように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、分配係数が大きい状態が安全性
評価上有利なわけである。
安定化処理される。濃縮廃液は乾燥処理された後でプラ
スチック材料により、廃液主成分である硫酸ナトリウム
粉体が固定化されるが、この中に炭酸ナトリウムの形で
溶解しているＣ−１４も取り込まれる。ところで、炭酸
ナトリウムの溶解度は７．１であるために、プラスチッ
ク固化体、あるいは、ペレットが最終処分後で水と接し
た場合、これら固化体から水溶性硫酸ナトリウムが溶解
し、これとともに炭酸イオンの中に含まれるＣ−１４も
溶解する。すなわち、プラスチック固化体、ペレット固
化体にＣ−１４は残留することなく、固化体外に溶解す
る。このため、固化体にＣ−１４が残留することなく、
周辺の水相へ移行する。固化体の安全評価試験において
、このように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、分配係数が大きい状態が安全性
評価上有利なわけである。
（発明が解決しようとする課題）
しかしながら、プラスチック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。セメント固化
体においては、Ｃ−１４は炭酸カルシウムなどの不溶解
性の成分として固化体に取り込まれるためにほとんど周
辺の水相へｃ−１４が移行することはほとんどない。従
って、セメント固化体の分配係数は大きく、安全性評価
上極めて好ましい。
ロと評価され、安全評価上好ましくない。セメント固化
体においては、Ｃ−１４は炭酸カルシウムなどの不溶解
性の成分として固化体に取り込まれるためにほとんど周
辺の水相へｃ−１４が移行することはほとんどない。従
って、セメント固化体の分配係数は大きく、安全性評価
上極めて好ましい。
ところで、セメント固化体に比較して減容性が高いプラ
スチック固化法であるが、Ｃ−１４のような長寿命核種
の分配係数が小さく望ましくない課題がある。
スチック固化法であるが、Ｃ−１４のような長寿命核種
の分配係数が小さく望ましくない課題がある。
本発明は上記課題を解決するためになされたもので、プ
ラスチック固化法の減容性に優れていることは保ち、Ｃ
−１４のような長寿命核種に対する分配係数が大きく安
全評価上有利な放射性廃棄物の固化処理方法を提供する
ことにある。
ラスチック固化法の減容性に優れていることは保ち、Ｃ
−１４のような長寿命核種に対する分配係数が大きく安
全評価上有利な放射性廃棄物の固化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）
本発明は放射性濃縮廃液を乾燥処理した放射性廃棄物粉
体に炭酸カルシウムの飽和溶解度を上回る炭酸イオンを
炭酸ナトリウム粉体として添加したのち、生石灰または
消石灰を添加し、つぎに不飽和ポリエステル樹脂、重合
開始剤および促進剤を加えて混合し重合硬化させること
を特徴とする。
体に炭酸カルシウムの飽和溶解度を上回る炭酸イオンを
炭酸ナトリウム粉体として添加したのち、生石灰または
消石灰を添加し、つぎに不飽和ポリエステル樹脂、重合
開始剤および促進剤を加えて混合し重合硬化させること
を特徴とする。
（作用）
濃縮廃液がプラスチック固化処理されると、廃棄物乾燥
粉体中で炭酸ナトリウムの状態で存在していた溶解性の
炭酸イオンは、プラスチック固化体が水と接触した場合
、プラスチック固化体に水が浸入し、最初は炭酸ナトリ
ウムとして水に溶解するが、それと同時に生石灰または
消石灰は水に溶解し、炭酸ナトリウムと反応して、炭酸
カルシウムに変化され、水にほとんど溶解しない状態に
なる。ところで、炭酸カルシウムの溶解度は０．００１
４で、炭酸ナトリウムの溶解度に比べて約５万分の１小
さい溶解度である。しかし、Ｃ−１４を含む炭酸イオン
の量はきわめて僅かであるので、このような前処理をし
ても、炭酸塩はその溶解度に達し、水に溶は込む可能性
がある。したがって、あらかじめ炭酸ナトリウムを炭酸
カルシウムの溶解度を十分に越える程度に加えておく必
要があり、こうすれば、加えられた炭酸イオンとともに
Ｃ−１４を含む炭酸イオンも共沈し、水にほとんど溶解
しないものにすることができる。このような状態でプラ
スチック固化すれば固化体からの炭酸イオンの溶出、水
相への移行は極めて小さくなり、したがって、分配係数
が大きくなる。
粉体中で炭酸ナトリウムの状態で存在していた溶解性の
炭酸イオンは、プラスチック固化体が水と接触した場合
、プラスチック固化体に水が浸入し、最初は炭酸ナトリ
ウムとして水に溶解するが、それと同時に生石灰または
消石灰は水に溶解し、炭酸ナトリウムと反応して、炭酸
カルシウムに変化され、水にほとんど溶解しない状態に
なる。ところで、炭酸カルシウムの溶解度は０．００１
４で、炭酸ナトリウムの溶解度に比べて約５万分の１小
さい溶解度である。しかし、Ｃ−１４を含む炭酸イオン
の量はきわめて僅かであるので、このような前処理をし
ても、炭酸塩はその溶解度に達し、水に溶は込む可能性
がある。したがって、あらかじめ炭酸ナトリウムを炭酸
カルシウムの溶解度を十分に越える程度に加えておく必
要があり、こうすれば、加えられた炭酸イオンとともに
Ｃ−１４を含む炭酸イオンも共沈し、水にほとんど溶解
しないものにすることができる。このような状態でプラ
スチック固化すれば固化体からの炭酸イオンの溶出、水
相への移行は極めて小さくなり、したがって、分配係数
が大きくなる。
（実施例）
Ｃ−１４を含む炭酸塩の溶解した硫酸ナトリウムの２５
％水溶液をＢＷＲ原子力発電所から発生する模擬の濃縮
廃液として準備し、これを乾燥処理し、粉体化した。
％水溶液をＢＷＲ原子力発電所から発生する模擬の濃縮
廃液として準備し、これを乾燥処理し、粉体化した。
以上のようにして準備した模擬濃縮廃液乾燥粉体でプラ
スチック固化体を製作した。プラスチック固化体はプラ
スチック材料としてＢＷＲＪｊＫ子力発電所の固化処理
に用いられているものと同等の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％加えた。その後
で乾燥処理した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。これに模擬
放射性廃棄物乾燥粉体に対して０．４％の濃度になるよ
うに炭酸ナトリウム粉体を添加した。さらに、模擬濃縮
廃液乾燥粉体に対して、消石灰を０．８％加え均一に混
合した。混合が完了した後で、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週間の後で不飽和ポリエステル樹脂は完
全に硬化したプラスチック固化体となった。この固化体
を削り、固化体の粉体をつくり、これを水相中に浸漬し
分配係数の測定を行った。測定の結果は以下の通りであ
る。
スチック固化体を製作した。プラスチック固化体はプラ
スチック材料としてＢＷＲＪｊＫ子力発電所の固化処理
に用いられているものと同等の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％加えた。その後
で乾燥処理した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。これに模擬
放射性廃棄物乾燥粉体に対して０．４％の濃度になるよ
うに炭酸ナトリウム粉体を添加した。さらに、模擬濃縮
廃液乾燥粉体に対して、消石灰を０．８％加え均一に混
合した。混合が完了した後で、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週間の後で不飽和ポリエステル樹脂は完
全に硬化したプラスチック固化体となった。この固化体
を削り、固化体の粉体をつくり、これを水相中に浸漬し
分配係数の測定を行った。測定の結果は以下の通りであ
る。
水相中（７）Ｃ−１４濃度： ３．２ Ｘ １０− μ
Ｃｉ／＊Ｒ固化体中（７）Ｃ−１４濃度： ２．６ Ｘ
１０− μＣｉ／ｗｌｆｉ分配係数（固化体中のＣ−
１４濃度／水相中のＣ−１４濃度）＝８１２ｍｆｆｉ／
ｇ このように本実施例では水相中へのＣ−１４移行量の大
幅な減少により大きい分配係数を示す。つまり、Ｃ−１
４の保持能力が高いため、安全評価上有利な固化体とな
る。なお、従来例では分配係数がほぼゼロと小さく本実
施例により分配係数は大幅に改善されたことが認められ
る。
Ｃｉ／＊Ｒ固化体中（７）Ｃ−１４濃度： ２．６ Ｘ
１０− μＣｉ／ｗｌｆｉ分配係数（固化体中のＣ−
１４濃度／水相中のＣ−１４濃度）＝８１２ｍｆｆｉ／
ｇ このように本実施例では水相中へのＣ−１４移行量の大
幅な減少により大きい分配係数を示す。つまり、Ｃ−１
４の保持能力が高いため、安全評価上有利な固化体とな
る。なお、従来例では分配係数がほぼゼロと小さく本実
施例により分配係数は大幅に改善されたことが認められ
る。
本発明によれば、放射性廃棄物の固化体が最終処分され
た後で、水と接触するような事態が生じても、廃棄物固
化体中の炭酸イオンは水相に移行することがない。した
がって、炭酸イオン中に含まれるＣ−１４も水相に移行
することなくはとんど固化体中に残留し、分配係数の大
きな安全評価上極めて有利なプラスチック固化体を製作
することができる。もちろん、このように前処理された
放射性濃縮廃液は乾燥処理し、余分な水分が完全に除去
された状態で固化体に処理されるために。
た後で、水と接触するような事態が生じても、廃棄物固
化体中の炭酸イオンは水相に移行することがない。した
がって、炭酸イオン中に含まれるＣ−１４も水相に移行
することなくはとんど固化体中に残留し、分配係数の大
きな安全評価上極めて有利なプラスチック固化体を製作
することができる。もちろん、このように前処理された
放射性濃縮廃液は乾燥処理し、余分な水分が完全に除去
された状態で固化体に処理されるために。
従来の減容性は保たれ、廃棄物発生量の少ない固化処理
法である有利性を維持することができる。
法である有利性を維持することができる。
（８７３３）代理人 弁理士 猪 股 祥 晃（ほか１
名）
名）
Claims (1)
- 放射性濃縮廃液を乾燥処理した放射性廃棄物粉体に炭
酸カルシウムの飽和溶解度を上回る炭酸イオンを炭酸ナ
トリウム粉体として添加したのち、生石灰または消石灰
を添加し、つぎに不飽和ポリエステル樹脂、重合開始剤
および促進剤を加えて混合し、重合硬化させることを特
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 |
|---|---|---|---|
| JP20917290A JPH0493799A (ja) | 1990-08-09 | 1990-08-09 | 放射性廃棄物の固化処理方法 |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP20917290A JPH0493799A (ja) | 1990-08-09 | 1990-08-09 | 放射性廃棄物の固化処理方法 |
Publications (1)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPH0493799A true JPH0493799A (ja) | 1992-03-26 |
Family
ID=16568528
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP20917290A Pending JPH0493799A (ja) | 1990-08-09 | 1990-08-09 | 放射性廃棄物の固化処理方法 |
Country Status (1)
| Country | Link |
|---|---|
| JP (1) | JPH0493799A (ja) |
-
1990
- 1990-08-09 JP JP20917290A patent/JPH0493799A/ja active Pending
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