JPH052960B2 - - Google Patents
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- JPH052960B2 JPH052960B2 JP58027703A JP2770383A JPH052960B2 JP H052960 B2 JPH052960 B2 JP H052960B2 JP 58027703 A JP58027703 A JP 58027703A JP 2770383 A JP2770383 A JP 2770383A JP H052960 B2 JPH052960 B2 JP H052960B2
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- Japan
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- electrolysis
- oxide film
- contaminated
- metal
- sludge
- Prior art date
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-
- G—PHYSICS
- G21—NUCLEAR PHYSICS; NUCLEAR ENGINEERING
- G21F—PROTECTION AGAINST X-RADIATION, GAMMA RADIATION, CORPUSCULAR RADIATION OR PARTICLE BOMBARDMENT; TREATING RADIOACTIVELY CONTAMINATED MATERIAL; DECONTAMINATION ARRANGEMENTS THEREFOR
- G21F9/00—Treating radioactively contaminated material; Decontamination arrangements therefor
- G21F9/28—Treating solids
- G21F9/30—Processing
-
- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C25—ELECTROLYTIC OR ELECTROPHORETIC PROCESSES; APPARATUS THEREFOR
- C25F—PROCESSES FOR THE ELECTROLYTIC REMOVAL OF MATERIALS FROM OBJECTS; APPARATUS THEREFOR
- C25F3/00—Electrolytic etching or polishing
- C25F3/02—Etching
-
- C—CHEMISTRY; METALLURGY
- C25—ELECTROLYTIC OR ELECTROPHORETIC PROCESSES; APPARATUS THEREFOR
- C25F—PROCESSES FOR THE ELECTROLYTIC REMOVAL OF MATERIALS FROM OBJECTS; APPARATUS THEREFOR
- C25F1/00—Electrolytic cleaning, degreasing, pickling or descaling
-
- G—PHYSICS
- G21—NUCLEAR PHYSICS; NUCLEAR ENGINEERING
- G21F—PROTECTION AGAINST X-RADIATION, GAMMA RADIATION, CORPUSCULAR RADIATION OR PARTICLE BOMBARDMENT; TREATING RADIOACTIVELY CONTAMINATED MATERIAL; DECONTAMINATION ARRANGEMENTS THEREFOR
- G21F9/00—Treating radioactively contaminated material; Decontamination arrangements therefor
- G21F9/001—Decontamination of contaminated objects, apparatus, clothes, food; Preventing contamination thereof
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- Electrochemistry (AREA)
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- Life Sciences & Earth Sciences (AREA)
- Food Science & Technology (AREA)
- Processing Of Solid Wastes (AREA)
- Cleaning And De-Greasing Of Metallic Materials By Chemical Methods (AREA)
- Solid-Sorbent Or Filter-Aiding Compositions (AREA)
- Electrolytic Production Of Metals (AREA)
Description
【発明の詳細な説明】
〔発明の利用分野〕
本発明は放射性汚染金属部材の除染方法に関す
るものであり、特に、原子力発電所、核燃料濃縮
工場等の原子力施設から発生する表面汚染金属廃
棄物の除染に好適な方法に関するものである。
るものであり、特に、原子力発電所、核燃料濃縮
工場等の原子力施設から発生する表面汚染金属廃
棄物の除染に好適な方法に関するものである。
〔従来技術〕
原子力発電所からは定期検査時や種々の補修改
造工事の際に機器、配管、工具等の放射性汚染金
属廃棄物が発生する。現在、それらの放射性汚染
金属はある程度切断した後にドラム缶に充填し、
原子力発電所内に保管されている。その数は年間
150〜200本程度であるが、年々その累積量は増大
しており、また将来予想される原子力発電所の廃
炉解体時には、放射性汚染金属廃棄物だけでドラ
ム缶数万本が発生する。そのため放射性汚染金属
部材を除染し、減容することが強く望まれてい
る。
造工事の際に機器、配管、工具等の放射性汚染金
属廃棄物が発生する。現在、それらの放射性汚染
金属はある程度切断した後にドラム缶に充填し、
原子力発電所内に保管されている。その数は年間
150〜200本程度であるが、年々その累積量は増大
しており、また将来予想される原子力発電所の廃
炉解体時には、放射性汚染金属廃棄物だけでドラ
ム缶数万本が発生する。そのため放射性汚染金属
部材を除染し、減容することが強く望まれてい
る。
放射性金属廃棄物は大きく分類すると、作業時
に持ち込んだ工具類と発電所内機器からの廃材と
に大別できる。前者は、定期検査および改造工事
中に機器から工具類に放射性同位元素が付着する
ことによつてその表面が汚染される。一方後者の
機器汚染物は炉心に堆積した鉄を主成分とする酸
化物（クラツド）が中性子照射を受けて放射化
し、その放射化したクラツドが一次冷却系および
主蒸気系等の機器まで運ばれ、それらの機器表面
に付着堆積または、放射化金属が酸化皮膜層内に
浸透置換することによつて汚染される。量的には
後者が圧倒的に多く、毎年行われる定期検査時に
は30〜50トン程度、廃炉解体時には２万トンにも
達する。
に持ち込んだ工具類と発電所内機器からの廃材と
に大別できる。前者は、定期検査および改造工事
中に機器から工具類に放射性同位元素が付着する
ことによつてその表面が汚染される。一方後者の
機器汚染物は炉心に堆積した鉄を主成分とする酸
化物（クラツド）が中性子照射を受けて放射化
し、その放射化したクラツドが一次冷却系および
主蒸気系等の機器まで運ばれ、それらの機器表面
に付着堆積または、放射化金属が酸化皮膜層内に
浸透置換することによつて汚染される。量的には
後者が圧倒的に多く、毎年行われる定期検査時に
は30〜50トン程度、廃炉解体時には２万トンにも
達する。
これら表面汚染金属の除染法としては、高速ジ
エツト水洗浄、超音波洗浄等の物理的方法と酸洗
い、電解除染等の化学的方法の二つに大別でき
る。工具類はその表面に放射化金属が付着したの
みであるので、物理的方法によつて容易に除染で
きる。一方、機器汚染物は酸化皮膜層内に放射化
金属が取り込まれたものであり、物理的方法のみ
では汚染された酸化皮膜が十分除去されず、化学
的方法を用いねばならない。化学的方法において
も、単に酸洗いのみでは強固なスピネル型結晶構
造を有するFe3O4の酸化皮膜を除去するためには
長時間を要し、実用的ではない。しかるに電解除
染法は、除染対象物を陽極として電解液中に浸漬
通電することによつて強制的に陽極表面を溶解す
るものであり、条件によつては短時間の電解で汚
染された酸化皮膜を完全に除去することができ
る。
エツト水洗浄、超音波洗浄等の物理的方法と酸洗
い、電解除染等の化学的方法の二つに大別でき
る。工具類はその表面に放射化金属が付着したの
みであるので、物理的方法によつて容易に除染で
きる。一方、機器汚染物は酸化皮膜層内に放射化
金属が取り込まれたものであり、物理的方法のみ
では汚染された酸化皮膜が十分除去されず、化学
的方法を用いねばならない。化学的方法において
も、単に酸洗いのみでは強固なスピネル型結晶構
造を有するFe3O4の酸化皮膜を除去するためには
長時間を要し、実用的ではない。しかるに電解除
染法は、除染対象物を陽極として電解液中に浸漬
通電することによつて強制的に陽極表面を溶解す
るものであり、条件によつては短時間の電解で汚
染された酸化皮膜を完全に除去することができ
る。
電解によつて放射能で汚染された酸化皮膜、も
しくは金属表面を除染する方法としては、燐酸、
硫酸等の濃厚強酸水溶液中で陽極電解する方法
（特開昭56−140300）と中性塩水溶液中で陽極電
解する方法（特開昭57−76500）とがある。強酸
を用いる方法においては、酸化皮膜もしくは金属
表面の除去性能は中性塩よりも優れているが、電
解によつて除去された放射能を含む金属がイオン
となつて強酸中に溶解するため廃酸の処理が複雑
化し、そのことがコスト上昇、二次廃棄物の増加
の主因ともなつている。一方、中性塩水溶液を用
いる方法においては電解によつて除去された酸化
皮膜もしくは金属は、水酸化物となつて沈殿する
ため廃液処理が容易となる。しかるにこの方法に
おいても、原子力発電所機器の環境、つまり温度
270℃、圧力70気圧で生成する強固なスピネル構
造を有する酸化皮膜（Fe3O4）を除去するのが難
しいという欠点がある。
しくは金属表面を除染する方法としては、燐酸、
硫酸等の濃厚強酸水溶液中で陽極電解する方法
（特開昭56−140300）と中性塩水溶液中で陽極電
解する方法（特開昭57−76500）とがある。強酸
を用いる方法においては、酸化皮膜もしくは金属
表面の除去性能は中性塩よりも優れているが、電
解によつて除去された放射能を含む金属がイオン
となつて強酸中に溶解するため廃酸の処理が複雑
化し、そのことがコスト上昇、二次廃棄物の増加
の主因ともなつている。一方、中性塩水溶液を用
いる方法においては電解によつて除去された酸化
皮膜もしくは金属は、水酸化物となつて沈殿する
ため廃液処理が容易となる。しかるにこの方法に
おいても、原子力発電所機器の環境、つまり温度
270℃、圧力70気圧で生成する強固なスピネル構
造を有する酸化皮膜（Fe3O4）を除去するのが難
しいという欠点がある。
即ち対象物を陽極として電解する除染方法にお
いては、対象物表面に生じている酸化皮膜それ自
体は溶解されるものではなく、この酸化皮膜の下
層の金属母材が溶解することによつて酸化皮膜が
結果としてはく離する現象を利用している。この
ため、強固な酸化皮膜内にも容易に浸透する水素
イオンやハロゲンイオンを多量に含む溶液中では
電解能力が優れているが、硝酸塩、硫酸塩等の大
部分の中性塩溶液では酸化皮膜の除去能力が極め
て悪い。第１図に100μｍ程度の厚さの酸化皮膜
の付いた鉄鋼材を陽極電解したときの結果を示し
たが、皮膜を完全除去するためには皮膜重量の２
倍以上の母材を電解せねばならず、また硫酸ナト
リウム溶液では１時間以上研摩する必要がある。
いては、対象物表面に生じている酸化皮膜それ自
体は溶解されるものではなく、この酸化皮膜の下
層の金属母材が溶解することによつて酸化皮膜が
結果としてはく離する現象を利用している。この
ため、強固な酸化皮膜内にも容易に浸透する水素
イオンやハロゲンイオンを多量に含む溶液中では
電解能力が優れているが、硝酸塩、硫酸塩等の大
部分の中性塩溶液では酸化皮膜の除去能力が極め
て悪い。第１図に100μｍ程度の厚さの酸化皮膜
の付いた鉄鋼材を陽極電解したときの結果を示し
たが、皮膜を完全除去するためには皮膜重量の２
倍以上の母材を電解せねばならず、また硫酸ナト
リウム溶液では１時間以上研摩する必要がある。
なお中性塩水溶液中で鋼板を交番電解し、酸化
皮膜を除去する方法が提案されているが（特開昭
53−120637）、このような交番電解法は放射性汚
染金属の除染には適用されていない。なお特開昭
53−120637に係る発明は、鋼材の圧延、焼鈍等の
処理工程において発生する酸化スケールを除去し
ようとするものであつて、大気圧、500℃以上で
生成した三層（外層：Fe2O3、中層：Fe3O4、内
層：FeO）に積み重なつた酸化皮膜を機械的なス
ケールブレーキングを施した後に対象物を交番電
解するものである。しかるに原子力発電所等から
発生する放射性金属廃棄物は肉厚な配管（10mm以
上）やバルブ類が多く、圧延等の機械的なスケー
ルブレーキングを施すことが難しい。
皮膜を除去する方法が提案されているが（特開昭
53−120637）、このような交番電解法は放射性汚
染金属の除染には適用されていない。なお特開昭
53−120637に係る発明は、鋼材の圧延、焼鈍等の
処理工程において発生する酸化スケールを除去し
ようとするものであつて、大気圧、500℃以上で
生成した三層（外層：Fe2O3、中層：Fe3O4、内
層：FeO）に積み重なつた酸化皮膜を機械的なス
ケールブレーキングを施した後に対象物を交番電
解するものである。しかるに原子力発電所等から
発生する放射性金属廃棄物は肉厚な配管（10mm以
上）やバルブ類が多く、圧延等の機械的なスケー
ルブレーキングを施すことが難しい。
本発明の目的は、放射能を含む強固なスピネル
型酸化皮膜（Fe3O4）を効率的に電解除去するこ
とができる放射性汚染金属の除染方法を提供する
ことにある。
型酸化皮膜（Fe3O4）を効率的に電解除去するこ
とができる放射性汚染金属の除染方法を提供する
ことにある。
本発明は、中性塩水溶液中で放射性汚染金属表
面の放射能を含む酸化皮膜を交番電解法により電
解除去するようにしたものである。
面の放射能を含む酸化皮膜を交番電解法により電
解除去するようにしたものである。
前述のように除染対象物（汚染金属）を陽極と
して電解した場合には、酸化皮膜の下層の母材が
溶解したのであるが、一方、対象物を陰極として
電解した場合は下式の還元反応が起る。
して電解した場合には、酸化皮膜の下層の母材が
溶解したのであるが、一方、対象物を陰極として
電解した場合は下式の還元反応が起る。
Fe3O4＋6H2O＋e-→3Fe3+＋100H-
＋H2 ……(1)
2H2O＋2e-→2OH-＋H2 ……(2)
この(1)式の反応で酸化皮膜が還元溶解するが、
第２図に示したようにその溶解速度が極めて遅
く、主要な反応は(2)式の水の分解である。しかし
ながら発明者は陰極電解前のFe2O3，Fe3O4の酸
化皮膜が陰極電解によつて、還元されてFeOを主
体とする軟質な酸化皮膜に変質することを確認し
た。
第２図に示したようにその溶解速度が極めて遅
く、主要な反応は(2)式の水の分解である。しかし
ながら発明者は陰極電解前のFe2O3，Fe3O4の酸
化皮膜が陰極電解によつて、還元されてFeOを主
体とする軟質な酸化皮膜に変質することを確認し
た。
本発明はこのような知見に基づいているもので
あつて、強固な酸化皮膜を陰極還元することによ
つて軟質化し、イオンを浸透しやすくした後陽極
電解を行う工程を繰り返すことによつて酸化皮膜
を効率的に除去するようにしている。
あつて、強固な酸化皮膜を陰極還元することによ
つて軟質化し、イオンを浸透しやすくした後陽極
電解を行う工程を繰り返すことによつて酸化皮膜
を効率的に除去するようにしている。
陰極電解の工程においては、(1)、(2)式の反応の
他に酸化皮膜が還元されて軟質化する。即ち、 Fe3O4＋e-→軟質化（FeO主体） ……(3) なる反応が行なわれる。軟質化した酸化皮膜はイ
オンの浸透性が高まるので、次に陽極電解すると
金属母材の溶解と共に酸化皮膜がはく離する。こ
の繰り返しを行うことによつて従来よりも非常に
速く放射性汚染金属の酸化皮膜を除去できる。第
２図に陰極電解時間と陽極電解時間の比を変化さ
せて、20分間電解したときの放射能の除染係数
（除染前放射能／除染後放射能）を示したが、陰
極電解時間を長くして酸化皮膜の軟質化を十分行
つた後に陽極電解をするのが有効であることが認
められる。特に原子力発電所機器に発生する強固
なスピネル型酸化物に対しては、陰極電解時間を
陽極電解の２倍以上にするのが効果的である。
他に酸化皮膜が還元されて軟質化する。即ち、 Fe3O4＋e-→軟質化（FeO主体） ……(3) なる反応が行なわれる。軟質化した酸化皮膜はイ
オンの浸透性が高まるので、次に陽極電解すると
金属母材の溶解と共に酸化皮膜がはく離する。こ
の繰り返しを行うことによつて従来よりも非常に
速く放射性汚染金属の酸化皮膜を除去できる。第
２図に陰極電解時間と陽極電解時間の比を変化さ
せて、20分間電解したときの放射能の除染係数
（除染前放射能／除染後放射能）を示したが、陰
極電解時間を長くして酸化皮膜の軟質化を十分行
つた後に陽極電解をするのが有効であることが認
められる。特に原子力発電所機器に発生する強固
なスピネル型酸化物に対しては、陰極電解時間を
陽極電解の２倍以上にするのが効果的である。
第３図に厚さ100μｍ程度の酸化皮膜をもつ炭
素鋼を硫酸ナトリウム水溶液中で交番電解したと
きの結果を示す。第３図より陰極電解後陽極電解
したときに皮膜の除去量が飛躍的に増加し、約10
分の電解で酸化皮膜は完全に除去されることが認
められる。この方法においては、10分間で10mg／
cm2の汚染金属および酸化皮膜を除去することによ
つて放射能強度がバツクグラウンドまで除染する
ことができる。一方、従来の陽極電解法では第１
図に示すごとく、本発明法の約３倍の（30mg）以
上の金属と酸化皮膜を除去せねばならないから、
本法によつて大幅な二次廃棄物の低減下をはかる
ことができる。
素鋼を硫酸ナトリウム水溶液中で交番電解したと
きの結果を示す。第３図より陰極電解後陽極電解
したときに皮膜の除去量が飛躍的に増加し、約10
分の電解で酸化皮膜は完全に除去されることが認
められる。この方法においては、10分間で10mg／
cm2の汚染金属および酸化皮膜を除去することによ
つて放射能強度がバツクグラウンドまで除染する
ことができる。一方、従来の陽極電解法では第１
図に示すごとく、本発明法の約３倍の（30mg）以
上の金属と酸化皮膜を除去せねばならないから、
本法によつて大幅な二次廃棄物の低減下をはかる
ことができる。
なお、除染によつて除去された放射性汚染物は
電解液中に残されているが、中性塩水溶液中では
それら全てが水酸化物もしくは酸化物として沈殿
し、水溶液は放射能によつて全く汚染されない。
電解液中に残されているが、中性塩水溶液中では
それら全てが水酸化物もしくは酸化物として沈殿
し、水溶液は放射能によつて全く汚染されない。
本法の交番電解では、金属母材の溶解と酸化皮
膜のはく離が同時に進行するが、はく離した酸化
皮膜は溶解することなくそのまま沈殿し、金属母
材の溶解によつて溶出した金属イオンは下式に示
すような(1)、(2)式で生成した水酸イオンと反応し
て全て水酸化物となつて沈殿する。
膜のはく離が同時に進行するが、はく離した酸化
皮膜は溶解することなくそのまま沈殿し、金属母
材の溶解によつて溶出した金属イオンは下式に示
すような(1)、(2)式で生成した水酸イオンと反応し
て全て水酸化物となつて沈殿する。
Fe3 3+＋3OH-→Fe（OH）3 ……(4)
また(1)〜(4)までの反応式に見られるように、電
解反応で消費されるのは水のみであつて中性塩は
消費されず、水を補給するだけで電解液を連続し
て使用することができる。
解反応で消費されるのは水のみであつて中性塩は
消費されず、水を補給するだけで電解液を連続し
て使用することができる。
沈殿物である酸化物と水酸化物の混合物は、含
水率が85〜90％のスラツジであるので、減容の観
点から遠心分離機等で濃縮するのが望ましい。回
転数4000rpmで遠心脱水を行つた結果、含水率は
80〜83％に脱水され、スラツジ体積は約１／４に
減容された。80〜83％まで脱水した放射能を含む
スラツジをそのままドラム缶詰にすることは、ド
ラム缶の腐食、放射能の浸出の問題があり、何ら
かの方法で固化する必要がある。
水率が85〜90％のスラツジであるので、減容の観
点から遠心分離機等で濃縮するのが望ましい。回
転数4000rpmで遠心脱水を行つた結果、含水率は
80〜83％に脱水され、スラツジ体積は約１／４に
減容された。80〜83％まで脱水した放射能を含む
スラツジをそのままドラム缶詰にすることは、ド
ラム缶の腐食、放射能の浸出の問題があり、何ら
かの方法で固化する必要がある。
放射性廃棄物の固化方法としては、プラスチツ
ク固化、アスフアルト固化、セメント固等がある
が、長時間保存したときの腐敗、割れ、地中の土
壌との調和等を考慮すれば、有機材料を使用する
ものよりセメント等の無機材料による固化が望ま
れている。
ク固化、アスフアルト固化、セメント固等がある
が、長時間保存したときの腐敗、割れ、地中の土
壌との調和等を考慮すれば、有機材料を使用する
ものよりセメント等の無機材料による固化が望ま
れている。
本発明方法においては、固化材を用いて残渣を
固化せしめるのであるが、とりわけ水ガラスによ
つて脱水スラツジを固化するのが好ましい。即ち
固化材として水ガラスを用いる場合には、水ガラ
スと脱水スラツジとを混合するのみでよく、他の
添加物の添加もしくは加熱等が一切不用である。
この方法で作製した固化体の強度は言うまでもな
く、脱水スラツジと水ガラスとの混合比によつて
決定される。第４図に脱水スラツジ（含水率80
％）および脱水前スラツジ（含水率86％）と水ガ
ラスを混合したときの固化体の圧縮強度を示し
た。これによると、脱水前スラツジについては水
ガラス添加量が72〜73％で強度が最大となる。脱
水後スラツジは、72〜73％で強度はほぼ一定にな
る。これらのことからスラツジ（脱水前後にかか
わらず）と水ガラスの混合比は、１：２〜１：３
にするのが固化体の強度を考慮すれば望ましい。
このようにして固化した固化体の体積は、固化前
つまり水ガラスと混合前のスラツジに比したかだ
か1.1〜1.2倍程度しか増加せず、廃棄物の減容を
図るに極めて好適な固化法と言える。
固化せしめるのであるが、とりわけ水ガラスによ
つて脱水スラツジを固化するのが好ましい。即ち
固化材として水ガラスを用いる場合には、水ガラ
スと脱水スラツジとを混合するのみでよく、他の
添加物の添加もしくは加熱等が一切不用である。
この方法で作製した固化体の強度は言うまでもな
く、脱水スラツジと水ガラスとの混合比によつて
決定される。第４図に脱水スラツジ（含水率80
％）および脱水前スラツジ（含水率86％）と水ガ
ラスを混合したときの固化体の圧縮強度を示し
た。これによると、脱水前スラツジについては水
ガラス添加量が72〜73％で強度が最大となる。脱
水後スラツジは、72〜73％で強度はほぼ一定にな
る。これらのことからスラツジ（脱水前後にかか
わらず）と水ガラスの混合比は、１：２〜１：３
にするのが固化体の強度を考慮すれば望ましい。
このようにして固化した固化体の体積は、固化前
つまり水ガラスと混合前のスラツジに比したかだ
か1.1〜1.2倍程度しか増加せず、廃棄物の減容を
図るに極めて好適な固化法と言える。
実施例 １
第５図は本発明方法を実施するに好適な装置の
構成図である。この装置は、電源１、電解槽２、
対照電極４、洗浄槽８、遠心脱水機１１、混合槽
１５の主装置より成る。放射性廃棄物５は中性塩
水溶液３の充填された電解槽２に浸漬され、対照
電極４と共に交番電解する。電解時間は10〜20分
間が望ましい。交番電解によつて除去された汚染
物は酸化物もしくは水酸化物６となつて沈殿し、
遠心脱水機１１に送られ、含水率80％程度まで脱
水されたスラツジ１３となり混合機１５に送られ
る。一方脱水後の脱水液はフイルター１２を通し
て再び電解液として再使用される。混合機に送ら
れた脱水スラツジは重量比２〜３倍の水ガラス１
４と共にかくはん機１６によつてかくはん混合し
た後、ドラム缶１７に充填する。ドラム缶内の充
填物は、48〜72時間で固化する。なお電解によつ
て除染された廃棄物１７は、洗浄槽８においてス
プレー洗浄機１０によつて通常の水道水９により
洗浄することによつて、その放射能強度はバツク
グラウンド領域まで低減される。
構成図である。この装置は、電源１、電解槽２、
対照電極４、洗浄槽８、遠心脱水機１１、混合槽
１５の主装置より成る。放射性廃棄物５は中性塩
水溶液３の充填された電解槽２に浸漬され、対照
電極４と共に交番電解する。電解時間は10〜20分
間が望ましい。交番電解によつて除去された汚染
物は酸化物もしくは水酸化物６となつて沈殿し、
遠心脱水機１１に送られ、含水率80％程度まで脱
水されたスラツジ１３となり混合機１５に送られ
る。一方脱水後の脱水液はフイルター１２を通し
て再び電解液として再使用される。混合機に送ら
れた脱水スラツジは重量比２〜３倍の水ガラス１
４と共にかくはん機１６によつてかくはん混合し
た後、ドラム缶１７に充填する。ドラム缶内の充
填物は、48〜72時間で固化する。なお電解によつ
て除染された廃棄物１７は、洗浄槽８においてス
プレー洗浄機１０によつて通常の水道水９により
洗浄することによつて、その放射能強度はバツク
グラウンド領域まで低減される。
しかしてこのように構成された装置を用い、硫
酸ナトリウム20wt％の水溶液を電解液とし、カ
ーボンを対照極として、電圧±5V、電流密度
0.5A／cm2で交番電解（陰極電解３分、陽極電解
１分）を約20分行なうことにより、汚染酸化皮膜
を完全に除去できた。さらに沈殿物を4000rpmの
遠心分離機で含水率80％まで脱水した後、重量比
２倍の水ガラスと混合し固化したところ、除染前
に比し約１／15に減容できた。
酸ナトリウム20wt％の水溶液を電解液とし、カ
ーボンを対照極として、電圧±5V、電流密度
0.5A／cm2で交番電解（陰極電解３分、陽極電解
１分）を約20分行なうことにより、汚染酸化皮膜
を完全に除去できた。さらに沈殿物を4000rpmの
遠心分離機で含水率80％まで脱水した後、重量比
２倍の水ガラスと混合し固化したところ、除染前
に比し約１／15に減容できた。
本実施例によれば、放射能汚染された酸化皮膜
層を交番電解により確実に除去できる。また、こ
の電解に際し発生した廃棄物も固化されるので保
存も容易である。
層を交番電解により確実に除去できる。また、こ
の電解に際し発生した廃棄物も固化されるので保
存も容易である。
実施例 ２
実施例１と同じ装置を用い、塩化ナトリウム
10wt％の水溶液を電解液とし、カーボンもしく
は鉄鋼を対照極として、電圧±7V、電流密度
1A／cm2で交番電解（陰極電解３分、陽極電解30
秒）を約10分行ない、汚染酸化皮膜を完全に除去
できた。沈殿物の処理は実施例１と同様に行な
い、減容比１／15となつた。
10wt％の水溶液を電解液とし、カーボンもしく
は鉄鋼を対照極として、電圧±7V、電流密度
1A／cm2で交番電解（陰極電解３分、陽極電解30
秒）を約10分行ない、汚染酸化皮膜を完全に除去
できた。沈殿物の処理は実施例１と同様に行な
い、減容比１／15となつた。
実施例 ３
実施例１と同じ装置を用い硫酸ナトリウム
20wt％の水溶液を電解液とし、放射性汚染金属
をそれぞれ電極として、電圧５〜10V、電流密度
0.2〜0.5A／cm2で交番電解（陰極電解３分、陽極
電解１分）を約20分行ない、汚染酸化皮膜を完全
に除去できた。沈殿物の処理は実施例１と同様に
行ない、減容比１／15となつた。
20wt％の水溶液を電解液とし、放射性汚染金属
をそれぞれ電極として、電圧５〜10V、電流密度
0.2〜0.5A／cm2で交番電解（陰極電解３分、陽極
電解１分）を約20分行ない、汚染酸化皮膜を完全
に除去できた。沈殿物の処理は実施例１と同様に
行ない、減容比１／15となつた。
本発明によれば、放射能汚染された酸化皮膜層
を交番電解により確実に除去することができる。
またこの電解に際し汚染されていない金属母材の
溶解も極めて少量とすることができるため、二次
廃棄物量を著しく減容することが可能である。ま
た電解液として中性塩水溶液を用いることによ
り、電解除染工程とそれにより発生する水酸化物
等の除去工程が同時にできるので、電解処理時間
の短縮化が図れると共に、電解液に供する薬品コ
ストを低減する効果がある。
を交番電解により確実に除去することができる。
またこの電解に際し汚染されていない金属母材の
溶解も極めて少量とすることができるため、二次
廃棄物量を著しく減容することが可能である。ま
た電解液として中性塩水溶液を用いることによ
り、電解除染工程とそれにより発生する水酸化物
等の除去工程が同時にできるので、電解処理時間
の短縮化が図れると共に、電解液に供する薬品コ
ストを低減する効果がある。
第１図は電解時間と研摩量との関係図、第２図
は陰極および陽極電解の時間比と除染系数との関
系図、第３図は電解時間と除染系数との関係図、
第４図は脱水スラツジへの水ガラス添加量比と圧
縮強度との関係図、第５図は電解除染システムの
装置概略図である。 １…交番電解用電源、２…電解槽、３…電解
液、４…対照電極、５…放射性表面汚染金属、６
…沈殿物スラツジ、７…除染後の金属廃棄物、８
…洗浄槽、９…洗浄水、１０…スプレー、１１…
遠心濃縮機、１２…フイルター、１３…脱水スラ
ツジ、１４…水ガラス粉末、１５…混合槽、１６
…かくはん混合機、１７…ドラム缶。
は陰極および陽極電解の時間比と除染系数との関
系図、第３図は電解時間と除染系数との関係図、
第４図は脱水スラツジへの水ガラス添加量比と圧
縮強度との関係図、第５図は電解除染システムの
装置概略図である。 １…交番電解用電源、２…電解槽、３…電解
液、４…対照電極、５…放射性表面汚染金属、６
…沈殿物スラツジ、７…除染後の金属廃棄物、８
…洗浄槽、９…洗浄水、１０…スプレー、１１…
遠心濃縮機、１２…フイルター、１３…脱水スラ
ツジ、１４…水ガラス粉末、１５…混合槽、１６
…かくはん混合機、１７…ドラム缶。
Claims (1)
- 【特許請求の範囲】 １ 放射性物質により表面を汚染された金属を電
解除去する方法において、中性塩の水溶液を電解
液として用いて除染対象金属を、陰極電解時間が
陽極電解時間の２倍以上として交番電解すること
により放射能で汚染された酸化皮膜層および金属
表面を除去することを特徴とする放射性汚染金属
の除染方法。 ２ 前記中性塩は、硫酸塩であることを特徴とす
る特許請求の範囲第１項記載の放射性汚染金属の
除染方法。
Priority Applications (5)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP58027703A JPS59154400A (ja) | 1983-02-23 | 1983-02-23 | 放射性汚染金属の除染方法 |
| KR1019840000744A KR900000343B1 (ko) | 1983-02-23 | 1984-02-16 | 방사성오염금속의 제염방법(除染方法) |
| US06/582,543 US4481089A (en) | 1983-02-23 | 1984-02-22 | Method for decontaminating metals contaminated with radioactive substances |
| EP84101859A EP0125401B1 (en) | 1983-02-23 | 1984-02-22 | Method for decontaminating metals contaminated with radioactive substances |
| DE8484101859T DE3464292D1 (en) | 1983-02-23 | 1984-02-22 | Method for decontaminating metals contaminated with radioactive substances |
Applications Claiming Priority (1)
| Application Number | Priority Date | Filing Date | Title |
|---|---|---|---|
| JP58027703A JPS59154400A (ja) | 1983-02-23 | 1983-02-23 | 放射性汚染金属の除染方法 |
Publications (2)
| Publication Number | Publication Date |
|---|---|
| JPS59154400A JPS59154400A (ja) | 1984-09-03 |
| JPH052960B2 true JPH052960B2 (ja) | 1993-01-13 |
Family
ID=12228339
Family Applications (1)
| Application Number | Title | Priority Date | Filing Date |
|---|---|---|---|
| JP58027703A Granted JPS59154400A (ja) | 1983-02-23 | 1983-02-23 | 放射性汚染金属の除染方法 |
Country Status (5)
| Country | Link |
|---|---|
| US (1) | US4481089A (ja) |
| EP (1) | EP0125401B1 (ja) |
| JP (1) | JPS59154400A (ja) |
| KR (1) | KR900000343B1 (ja) |
| DE (1) | DE3464292D1 (ja) |
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| FR2565021B1 (fr) * | 1984-05-25 | 1992-03-06 | Toshiba Kk | Appareil de decontamination de dechets metalliques radioactifs |
| JPH0634095B2 (ja) * | 1985-03-13 | 1994-05-02 | 上村工業株式会社 | 放射能汚染金属廃棄物の除染方法 |
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| SE462286B (sv) * | 1988-10-13 | 1990-05-28 | Avesta Ab | Saett vid framstaellning av rostfria band och plaatar med god ytjaemnhet och glans |
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| DE4110128A1 (de) * | 1990-04-09 | 1991-11-07 | Westinghouse Electric Corp | Dekontamination von radioaktiv verseuchten metallen |
| US5098533A (en) * | 1991-02-06 | 1992-03-24 | International Business Machines Corp. | Electrolytic method for the etch back of encapsulated copper-Invar-copper core structures |
| US5865965A (en) * | 1994-02-01 | 1999-02-02 | Kabushiki Kaisha Toshiba | Apparatus for electrochemical decontamination of radioactive metallic waste |
| TW288145B (ja) * | 1994-02-01 | 1996-10-11 | Toshiba Co Ltd | |
| DE4420139C1 (de) * | 1994-06-09 | 1995-12-07 | Kraftanlagen En Und Industriea | Verfahren zur elektrochemischen Dekontamination von radioaktiv belasteten Oberflächen von Metallkomponenten aus kerntechnischen Anlagen |
| US7384529B1 (en) | 2000-09-29 | 2008-06-10 | The United States Of America As Represented By The United States Department Of Energy | Method for electrochemical decontamination of radioactive metal |
| KR100514612B1 (ko) * | 2002-11-14 | 2005-09-16 | 주식회사 데콘엔지니어링 | 중성염 전해연마를 이용한 방사능 오염 금속의 제염장치 |
| US20100072059A1 (en) * | 2008-09-25 | 2010-03-25 | Peters Michael J | Electrolytic System and Method for Enhanced Radiological, Nuclear, and Industrial Decontamination |
| RU2417467C1 (ru) * | 2009-11-24 | 2011-04-27 | Открытое акционерное общество "Сибирский химический комбинат" | Способ дезактивации радиоактивных металлических отходов |
| KR101289231B1 (ko) * | 2011-12-16 | 2013-07-29 | 재단법인 포항산업과학연구원 | 방사성 원소 함량이 낮은 지르콘 정광의 제조방법 |
| CN104389011B (zh) * | 2014-11-27 | 2017-01-18 | 中国原子能科学研究院 | 一种电化学去污电解液 |
| PL4065754T3 (pl) * | 2019-11-25 | 2026-03-23 | Arcelormittal | Elektrowspomagane wytrawianie stali |
Family Cites Families (12)
| Publication number | Priority date | Publication date | Assignee | Title |
|---|---|---|---|---|
| US2492047A (en) * | 1946-03-30 | 1949-12-20 | Du Pont | Bleaching wood pulp |
| US2468006A (en) * | 1948-06-23 | 1949-04-19 | J H Shoemaker | Electrolytic cleaning of metal |
| FR1237777A (fr) * | 1959-06-20 | 1960-08-05 | Jacquet Hispano Suiza | Perfectionnements apportés aux moyens pour séparer ou éliminer des éléments radio-actifs à la surface de pièces ou ensembles |
| US3063917A (en) * | 1959-06-29 | 1962-11-13 | Combustion Eng | Anodic decontamination of zirconium and hafnium |
| US3905885A (en) * | 1973-06-13 | 1975-09-16 | United States Steel Corp | Method for the electrolytic conditioning of metal tubes |
| BE812192A (en) * | 1974-03-12 | 1974-07-01 | Radioactive or hazardous liquid wastes treatment - to produce solid masses suitable for storage using a silicate carrier soln. | |
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| US4193853A (en) * | 1979-05-15 | 1980-03-18 | The United States Of America As Represented By The United States Department Of Energy | Decontaminating metal surfaces |
| US4318786A (en) * | 1980-03-10 | 1982-03-09 | Westinghouse Electric Corp. | Electrolytic decontamination |
| JPS6020720B2 (ja) * | 1980-10-30 | 1985-05-23 | 株式会社日立製作所 | 放射能で汚染された金属材料の除染方法 |
| JPS5785980A (en) * | 1980-11-17 | 1982-05-28 | Hitachi Ltd | Method for removal of oxide on metallic surface |
| JPS5793299A (en) * | 1980-12-02 | 1982-06-10 | Hitachi Ltd | Solidifying treatment of radioactive waste |
-
1983
- 1983-02-23 JP JP58027703A patent/JPS59154400A/ja active Granted
-
1984
- 1984-02-16 KR KR1019840000744A patent/KR900000343B1/ko not_active Expired
- 1984-02-22 EP EP84101859A patent/EP0125401B1/en not_active Expired
- 1984-02-22 US US06/582,543 patent/US4481089A/en not_active Expired - Lifetime
- 1984-02-22 DE DE8484101859T patent/DE3464292D1/de not_active Expired
Also Published As
| Publication number | Publication date |
|---|---|
| US4481089A (en) | 1984-11-06 |
| EP0125401B1 (en) | 1987-06-16 |
| JPS59154400A (ja) | 1984-09-03 |
| EP0125401A1 (en) | 1984-11-21 |
| DE3464292D1 (en) | 1987-07-23 |
| KR900000343B1 (ko) | 1990-01-25 |
| KR840007797A (ko) | 1984-12-10 |
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