(57)【要約】【課題】放射性廃液からのアンモニア、並びにその反応生成物の除去と、前記廃液の安定化処理とを簡易に行うことができる新規な方法を提供する。【解決手段】放射性廃液中に含まれるアンモニア、アンモニウム塩及びアミンの少なくとも一つを酸化処理して硝酸、亜硝酸、硝酸イオン及び亜硝酸イオンの少なくとも一つに変換する。次いで、前記変換後において、前記放射性廃液とセメントを混合させてセメント固化する。【選択図】図１
2011226822.tif 000002
【特許請求の範囲】
【請求項１】
放射性廃液中に含まれるアンモニア、アンモニウム塩及びアミンの少なくとも一つを酸化処理して硝酸、亜硝酸、硝酸イオン及び亜硝酸イオンの少なくとも一つに変換するステップと、
前記変換後において、前記放射性廃液とセメントを混合させてセメント固化するステップと、
を具えることを特徴とする、放射性廃液の処理方法。
【請求項２】
前記酸化処理は、オゾン及び過酸化水素の少なくとも一方を用いて行うことを特徴とする、請求項１に記載の放射性廃液の処理方法。
【請求項３】
前記酸化処理は、前記放射性廃液の温度範囲を６０℃〜９０℃に設定して行うことを特徴とする、請求項１又は２に記載の放射性廃液の処理方法。
【請求項４】
前記酸化処理は、前記放射性廃液中にアルカリを添加し、前記放射性廃液のｐＨを７〜１１に設定して行うことを特徴とする、請求項１〜３のいずれか一に記載の放射性廃液の処理方法。
【請求項５】
前記酸化処理は、前記放射性廃液のｐＨを３〜６に設定して行うことを特徴とする、請求項１〜３のいずれか一に記載の放射性廃液の処理方法。
【請求項６】
前記アンモニウム塩は、硫酸アンモニウムであることを特徴とする、請求項１〜５のいずれか一に記載の放射性廃液の処理方法。
【請求項７】
前記アミンは、トリメチルアミンであることを特徴とする、請求項１〜６のいずれか一に記載の放射性廃液の処理方法。
【請求項８】
前記セメントは、アルミナセメント、高炉スラグセメント及びポルトランドセメントからなる群より選ばれる少なくとも一種であることを特徴とする、請求項１〜７のいずれか一に記載の放射性廃液の処理方法。
【発明の詳細な説明】
【技術分野】
【０００１】
本発明は、特に原子力発電プラントで発生する、放射性廃液の処理方法に関する。
【背景技術】
【０００２】
原子力発電所など原子力施設では粒状、粉末イオン交換樹脂を復水や廃液の浄化に使用している。粒状、粉末陰イオン交換樹脂は、イオン交換基にアミノ基を有している。陰イオン交換基は比較的低い温度で熱分解し、アミンやアンモニウムを放出し、その結果、廃液中にはアミンやアンモニウムが含有されるようになる。特にイオン交換樹脂にイオン交換、あるいは吸着している放射性核種を硫酸処理して、放射性核種を分離した溶離廃液中には、アンモニアがトリメチルアミンや硫酸アンモニウムの形態で約１０％の割合で含有されるようになる。
【０００３】
この廃液を直接セメント固化すると、固化体作製時に多量のアンモニアガスが発生するため、オフガス処理などの負担が大きくなる問題がある。したがって、このような廃液を処理するに対しては、セメント固化する前に、廃液中のアンモニアを除去する必要がある。
【０００４】
廃液中のアンモニアを除去する方法としては、特許文献１には、天然ゼオライトを硫酸基で修飾してアンモニアを選択的に吸着させる技術が開示されている。また、特許文献２には、固体状のリン酸マグネシウム又はリン酸マグネシウムを含むアンモニア吸着剤を用いて、アンモニアを選択的に吸着させる技術が開示されている。
【０００５】
しかしながら、これらの技術では、例えばアンモニアを吸着したゼオライトを含む廃液を直接セメント固化しようとすると、固化体作製時に多量のアンモニアガスが発生するため、オフガス処理などの負担が大きくなる問題がある。
【０００６】
また、特許文献３及び４には、オキシデーションディッチ法(コンクリート性の地下或いは地上に大きな楕円形の槽を建築し、グラニュールを添加して、水平方向に循環してアンモニアを酸化して、亜硝酸性窒素、硝酸窒素にする)により処理する方法が開示されている。しかしながら、これらの方法では、アンモニアを亜硝酸窒素などに変換する反応速度が遅く、処理に長時間を要するという問題がある。さらに、廃液中の金属成分や放射能の影響によって上記反応が阻害されるという問題もある。
【０００７】
さらに、特許文献５及び６では、アンモニア含有廃液を空気あるいは水蒸気で曝気することにより、溶存アンモニアをガス化して液中から気相中へ放散させる方法が開示されている。
【０００８】
しかしながら、これらの方法では、放散させたアンモニアガスをゼオライトや活性炭に吸着して捕集する必要がある。上記アンモニアガスは放射性であるので、このアンモニアガスを吸着したゼオライトなどは放射性廃棄物として処理する必要がある。したがって、上記放射性廃棄物をセメント固化する必要が生じるが、この場合は、上述したように、固化体作製時に多量のアンモニアガスが発生するため、オフガス処理などの負担が大きくなる問題が生じる。
【０００９】
また、これらいずれの技術においても、放射性廃液中のアンモニアやアンモニウムイオンの処理に関する技術を開示しているのみであって、アンモニアから生成したトリメチルアミンなどの放射性反応生成物の除去に関しては何ら開示していない。
【先行技術文献】
【特許文献】
【００１０】
【特許文献１】特開２００９−２３３６４７号
【特許文献２】特開２００３−１１７３４１号
【特許文献３】特開２００２−３２０９９４号
【特許文献４】特開２００１−２６９６９１号
【特許文献５】特開２００４−５０１０５号
【特許文献６】特開２００１−１７９５８号
【発明の概要】
【発明が解決しようとする課題】
【００１１】
本発明は、放射性廃液からのアンモニア、並びにその反応生成物の除去と、前記廃液の安定化処理とを簡易に行うことができる新規な方法を提供することを目的とする。
【課題を解決するための手段】
【００１２】
上記課題を解決すべく、本発明の一態様は、放射性廃液中に含まれるアンモニア、アンモニウム塩及びアミンの少なくとも一つを酸化処理して硝酸、亜硝酸、硝酸イオン及び亜硝酸イオンの少なくとも一つに変換するステップと、前記変換後において、前記放射性廃液をセメント固化するステップと、を具えることを特徴とする、放射性廃液の処理方法に関する。
【００１３】
上記態様によれば、放射性廃液中に含まれるアンモニア、及びアンモニアの反応生成物であるアンモニウム塩やアミンを酸化させて硝酸、亜硝酸、硝酸イオン及び／又は亜硝酸イオンに変換するようにしている。
【００１４】
この結果、特にアンモニアを酸化して上述のように硝酸などに変換した場合、放射性廃液中には最早アンモニアが存在しない。したがって、従来のように、アンモニアを吸着するための吸着材であるゼオライトなどを用いる必要がない。また、上記放射性廃液を直接セメント固化する場合においても、放射性廃液中には最早アンモニアが存在せず、アンモニアを吸着したゼオライトなどの吸着材も存在しないので、固化体作製時に多量のアンモニアガスが発生することがない。したがって、オフガス処理などの負担を回避することができる。
【００１５】
このように、上記態様によれば、放射性廃液が放射性アンモニアを含むような場合においても、吸着材の使用やオフガス処理などの付加的かつ複雑なステップを経ることなく、放射性廃液を直接セメント固化することができる。
【００１６】
また、アンモニアの反応生成物であるアンモニウム塩やアミンを酸化させて、上述のように硝酸などに変換した場合、アンモニア塩が分解してアンモニアガスが発生したり、アミンが気化してアミンガスが発生したりするのを回避することができる。したがって、この場合においても、アンモニアを吸着するための吸着材であるゼオライトなどを用いる必要がなく、また、放射性廃液を直接セメント固化する場合においても、アンモニアガスなどが発生しないので、オフガス処理などの負担を回避することができる。
【００１７】
このように、上記態様によれば、放射性廃液がアンモニアの反応生成物である放射性のアンモニウム塩及び／又はアミンを含むような場合においても、吸着材の使用やオフガス処理などの付加的かつ複雑なステップを経ることなく、放射性廃液を直接セメント固化することができる。
【００１８】
なお、本発明の一例において、上記酸化処理は、オゾン及び過酸化水素の少なくとも一方を用いて行うことができる。これによって、上述した酸化処理をより効率的及び効果的に行うことができ、酸化に要する時間を短縮化することができる。
【００１９】
また、本発明の一例において、上記酸化処理は、放射性廃液の温度を６０℃〜９０℃に設定して行う。この場合、特に理由は明確でないものの、上述した酸化処理を効率的及び効果的に行うことができ、酸化反応を促進させることができる。
【００２０】
さらに、本発明の一例において、前記酸化処理は、前記放射性廃液中にアルカリを添加し、前記放射性廃液のｐＨを７〜１１に設定して行うことができる。この場合も、特に理由は明確でないものの、上述した酸化処理を効率的及び効果的に行うことができ、酸化反応を促進させることができる。
【００２１】
また、本発明の一例において、前記酸化処理は、前記放射性廃液のｐＨを３〜６に設定して行うことができる。この場合も、特に理由は明確でないものの、上述した酸化処理を効率的及び効果的に行うことができ、酸化反応を促進させることができる。
【発明の効果】
【００２２】
以上説明したように、本発明によれば、放射性廃液からのアンモニア、並びにその反応生成物の除去と、前記廃液の安定化処理とを簡易に行うことができる新規な方法を提供することができる。
【図面の簡単な説明】
【００２３】
【図１】実施形態における放射性廃液の処理方法を説明するためのフローチャートである。
【図２】実施例における酸化処理温度とＴＯＣ（全有機炭素）分解率との関係を示すグラフである。
【図３】実施例における酸化処理時間と、ＴＯＣ濃度及びＴＯＣ分解率との関係を示すグラフである。
【図４】実施例におけるＴＯＣ分解率と、ｐＨ及び硝酸イオン濃度との関係を示すグラフである。
【図５】実施例におけるＴＯＣ分解率と、ｐＨ及び硝酸イオン濃度との関係を示すグラフである。
【発明を実施するための形態】
【００２４】
以下、本発明の詳細、並びにその他の特徴及び利点について図面を参照しながら説明する。
【００２５】
図１は、本実施形態における放射性廃液の処理方法を説明するためのフローチャートである。なお、本実施形態では、放射性廃液中に、アンモニア、アンモニウム塩及びアミンが含まれている場合について説明する。
【００２６】
最初に、処理タンク、あるいは廃液貯蔵槽中の放射性廃液中のアンモニア、アンモニウム塩及びアミンの濃度を測定する（Ｓ１）。
【００２７】
放射性廃液中において、アンモニウム塩は、一般にはアンモニウムイオンと酸とに解離しているため、アンモニウム塩の濃度は、アンモニウムイオンの濃度を測定することによって間接的に知ることができる。特に、放射性廃液が原子力施設からのものである場合、上記アンモニウム塩としては硫酸アンモニウムなどが代表的なものである。この硫酸アンモニウムは、ほぼ１００％に近い割合でアンモニウムイオンと硫酸イオンとに解離するため、アンモニウムイオンの濃度を測定することにより、硫酸アンモニウムの濃度を知ることができる。
【００２８】
一方、放射性廃液中のアンモニアは、ｐＨが７以下の酸性領域においてはほぼ１００％アンモニウムイオンの形態で廃液中に存在するが、ｐＨ７〜９．５の弱アルカリ溶液では約５０％がアンモニウムイオンの形態で廃液中に存在し、残りの約５０％がアンモニアガスとして遊離する。また、ｐＨ１０以上の強アルカリ性領域ではほぼ１００％アンモニアガスとして存在する。したがって、この場合は、放射性廃液のｐＨ値を認識した上でアンモニアイオンの濃度を測定することにより、アンモニアガスの濃度を間接的に知ることができる。
【００２９】
また、アミンは、放射性廃液中では、水素イオンが配位結合してイオンとして存在するため、このイオンの濃度を測定することによってアミンの濃度を間接的に知ることができる。
【００３０】
したがって、本実施形態では、アンモニア、アンモニウム塩及びアミンのいずれもイオンの濃度を測定することにより、それらの量を間接的に知ることになる。なお、イオンの濃度は例えばイオンメーターなどで測定することができる。
【００３１】
次いで、上述のようにして測定したアンモニア、アンモニウム塩及びアミンの濃度に基づいて、これらを酸化処理するために必要なオゾン及び／又は過酸化水素の量を算出する（Ｓ２）。次いで、算出したオゾン及び／又は過酸化水素の量を添加する（Ｓ３）。次いで、アンモニア、アンモニウム塩及びアミンの量が上述のような測定方法に基づいて測定限界以下になるまで混合攪拌する（Ｓ４）。混合攪拌は、数分間から数時間行う。
【００３２】
このとき、例えばアンモニアをオゾンで酸化した場合は、
６ＮＨ３＋７Ｏ３→６ＮＯ＋９Ｈ２Ｏ＋３Ｏ２
３ＮＯ＋Ｏ３→３ＮＯ２
２ＮＯ２＋Ｈ２Ｏ→２ＨＮＯ３
なる反応式に基づいて、最終的には硝酸が生成されるようになる。この場合、硝酸の一部は亜硝酸となって生成する場合がある。なお、硝酸は自己解離性が高いために、放射性廃液中では大部分が硝酸イオンとなって存在し、亜硝酸は自己解離性が低いために、放射性廃液中では一部が亜硝酸イオンとなる。したがって、放射性廃液中のアンモニアを酸化することによって、放射性廃液中には、硝酸、硝酸イオン、亜硝酸、亜硝酸イオンが生成されて存在するようになる。
【００３３】
また、アンモニウム塩、すなわちアンモニウムイオンをオゾンで酸化した場合は、
６ＮＨ４＋＋７Ｏ３→６ＮＯ＋９Ｈ２Ｏ＋３Ｏ２＋６Ｈ＋
３ＮＯ＋Ｏ３→３ＮＯ２
２ＮＯ２＋Ｈ２Ｏ→２ＨＮＯ３
なる反応式に基づいて、最終的には硝酸が生成されるようになる。この場合も、硝酸の一部が亜硝酸となって生成され、硝酸は硝酸イオンとして解離し、亜硝酸は亜硝酸イオンとして解離するので、放射性廃液中には、硝酸、硝酸イオン、亜硝酸、亜硝酸イオンが生成されて存在するようになる。
【００３４】
なお、上述のように、放射性廃液が原子力施設からのものである場合、上記アンモニウム塩としては硫酸アンモニウムなどが代表的なものである。
【００３５】
さらに、アミン、例えば原子力施設からの放射性廃液中に含まれるトリメチルアミンをオゾンで酸化した場合は、
（ＣＨ３）３Ｎ＋２Ｈ２Ｏ＋２Ｏ３→３ＣＨ３ＯＨ＋ＨＮＯ３＋Ｏ２
なる反応式に基づいて、最終的には硝酸が生成されるようになる。この場合も、硝酸の一部が亜硝酸となって生成され、硝酸は硝酸イオンとして解離し、亜硝酸は亜硝酸イオンとして解離するので、放射性廃液中には、硝酸、硝酸イオン、亜硝酸、亜硝酸イオンが生成されて存在するようになる。
【００３６】
アンモニア、アンモニウム塩及びアミンの濃度を酸化処理するために必要なオゾン及び／又は過酸化水素の量の算出（Ｓ２）は、上述した反応式に基づき実験室レベルで予め導出しておき、本実施形態におけるような酸化処理に供した場合における実際の使用量を適宜モニタリングし、このモニタリングの結果に基づいて導出するものである。
【００３７】
なお、過酸化水素を用いた場合の酸化処理は、アンモニアの場合、
４ＮＨ３＋１０Ｈ２Ｏ２→４ＮＯ＋１６Ｈ２Ｏ
ＮＯ＋Ｈ２Ｏ２→ＮＯ２＋Ｈ２Ｏ
２ＮＯ２＋Ｈ２Ｏ→２ＨＮＯ３
なる反応式に基づいて、最終的には硝酸が生成され、アンモニウム塩の場合、
４ＮＨ４＋＋１０Ｈ２Ｏ２→４ＮＯ＋１６Ｈ２Ｏ＋１６Ｈ＋
ＮＯ＋Ｈ２Ｏ２→ＮＯ２＋Ｈ２Ｏ
２ＮＯ２＋Ｈ２Ｏ→２ＨＮＯ３
なる反応式に基づいて、最終的には硝酸が生成されるようになる。
【００３８】
また、トリメチルアミンの場合、
（ＣＨ）３Ｎ＋４Ｈ２Ｏ２→３ＣＨ３ＯＨ＋２Ｈ２Ｏ＋ＨＮＯ３
なる反応式に基づいて、最終的には硝酸が生成されるようになる。
【００３９】
これらの場合も、硝酸の一部が亜硝酸となって生成され、硝酸は硝酸イオンとして解離し、亜硝酸は亜硝酸イオンとして解離するので、放射性廃液中には、硝酸、硝酸イオン、亜硝酸、亜硝酸イオンが生成されて存在するようになる。
【００４０】
上記酸化処理は、放射性廃液の温度を６０℃〜９０℃に設定して行うことが好ましい。このように温度を設定することによって、以下に示す実施例からも明らかなように、酸化処理を効率的及び効果的に行うことができ、酸化反応を促進させることができる。
【００４１】
また、上記酸化処理は、前記放射性廃液中にアルカリを添加し、前記放射性廃液のｐＨを７〜１１に設定して行うことが好ましい。このようにｐＨを設定することによって、以下に示す実施例からも明らかなように、上述した酸化処理を効率的及び効果的に行うことができ、酸化反応を促進させることができる。アルカリとしては、水酸化ナトリウム、硫酸ナトリウムなど汎用のものを用いることができる。
【００４２】
さらに、上記酸化処理は、前記放射性廃液のｐＨを３〜６に設定して行うことが好ましく、さらにはｐＨを３〜５に設定して行うことが好ましく、特には３〜４に設定して行うことが好ましい。この場合も、特に理由は明確でないものの、以下に示す実施例からも明らかなように、上述した酸化処理を効率的及び効果的に行うことができ、酸化反応を促進させることができる。
【００４３】
放射性廃液のｐＨ調整は、例えば原子力施設からの放射性廃液のように、イオン交換樹脂の樹脂成分を硫酸によって溶解して得た残留廃液であるような場合は、自ずから上述したｐＨの条件を満たす場合もある。さらに、本実施形態では、上記酸化処理によって硝酸などが生成されるようになるので、酸化処理の過程で自ずから上述したｐＨの条件を満たすようになる場合もある。しかしながら、かかる条件を必然的に満足しないような場合においては、適宜硫酸、塩酸あるいは硝酸などの酸を加えることによってｐＨ３〜６とする。
【００４４】
次いで、上述のようにして、オゾン及び／又は過酸化水素とアンモニア、アンモニウム塩及びアミンとを混合攪拌して酸化処理した後は、この酸化処理が十分に進行し、放射性廃液中のアンモニアなどが十分に硝酸などに変換されたか否かを確認するため、再度放射性廃液中のアンモニアなどの濃度を上述したような方法に従って測定する（Ｓ５）。このとき、アンモニアなどの濃度がイオンメーターなど濃度測定装置の検出限界以下となっていない場合は、酸化処理が不十分であるとして、再度添加すべきオゾン及び／又は過酸化水素の量を算出し（Ｓ２）、当初添加したオゾン及び／又は過酸化水素の量に対する不足分を算出して、添加する（Ｓ３）。
【００４５】
一方、アンモニアなどの濃度が濃度測定装置の検出限界以下となっている場合は、酸化処理が十分であるとして、放射性廃液をセメント固化する。
【００４６】
なお、アンモニアなどの濃度の測定に加えて、あるいはこれに代えて、生成すべき硝酸などの濃度を測定するようにしてもよい。アンモニアなどの濃度に加えて硝酸などの濃度を測定するようにすれば、上述した酸化反応の進行度合いをより正確に知ることができる。
【００４７】
セメント固化（Ｓ６）に際しては、必要に応じて、放射性廃棄を蒸発濃縮法などによって濃縮した後、セメント材を上記放射性廃液中に投入して混合させることによって実施する。セメント材としては、アルミナセメント、高炉スラグセメント及びポルトランドセメントなどであることが好ましい。これらのセメント材は容易に入手ができるとともに安価であって、かつ海水や化学物質に対して安定であるので、本実施形態のように放射性廃液を固化して安定化させるセメント材として適している。特に、アルミナセメントは、アルミニウムの原料であるボーキサイトと石灰石から作られ、酸化アルミニウムを含むセメントであって、混練後すぐに強い強度を発揮する。
【００４８】
以上のように、本実施形態の方法によれば、放射性廃液中に含まれるアンモニア、及びアンモニアからの副生物であるアンモニウム塩やアミンを酸化させて硝酸、亜硝酸、硝酸イオン及び／又は亜硝酸イオンに変換するようにしている。
【００４９】
この結果、特にアンモニアを酸化して上述のように硝酸などに変換した場合、放射性廃液中には最早アンモニアが存在しない。したがって、従来のように、アンモニアを吸着するための吸着材であるゼオライトなどを用いる必要がない。また、上記放射性廃液を直接セメント固化する場合においても、放射性廃液中には最早アンモニアが存在せず、アンモニアを吸着したゼオライトなどの吸着材も存在しないので、固化体作製時に多量のアンモニアガスが発生することがない。したがって、オフガス処理などの負担を回避することができる。
【００５０】
このように、本実施形態によれば、放射性廃液が放射性アンモニアを含むような場合においても、吸着材の使用やオフガス処理などの付加的かつ複雑なステップを経ることなく、放射性廃液を直接セメント固化することができる。
【００５１】
また、アンモニアの反応生成物であるアンモニウム塩やアミンを酸化させて、上述のように硝酸などに変換した場合、アンモニア塩が分解してアンモニアガスが発生したり、アミンが気化してアミンガスが発生したりするのを回避することができる。したがって、この場合においても、アンモニアを吸着するための吸着材であるゼオライトなどを用いる必要がなく、また、放射性廃液を直接セメント固化する場合においても、アンモニアガスなどが発生しないので、オフガス処理などの負担を回避することができる。
【００５２】
このように、本実施形態によれば、放射性廃液がアンモニアからの反応生成物である放射性のアンモニウム塩及び／又はアミンを含むような場合においても、吸着材の使用やオフガス処理などの付加的かつ複雑なステップを経ることなく、放射性廃液を直接セメント固化することができる。
【実施例】
【００５３】
（実験例１）
トリメチルアミンを初期ＴＯＣ濃度（全有機炭素）が約１００ｐｐｍとなるように調整した試験溶液８０ｍｌを準備し、オゾンを用いて２０℃〜１００℃の温度範囲で酸化処理を実施した。なお、オゾンは、水電解式オゾン発生器(オゾン発生量1.05 g/h)を用い、オゾン注入率(＝オゾン注入量(g/h)/試験液容量(L))13.1 g/h/Lの条件にて、散気面が水平上面にあるガラス製のガス噴射管により試験溶液中にオゾンガスを注入、１時間混合攪拌を実施し、酸化処理を行った。
【００５４】
その後、オゾン処理前後の試験溶液中のＴＯＣ濃度をＴＯＣ計にて測定し、試験溶液中のトリメチルアミンの酸化処理の度合いを調べた。その結果、図２に示すように、トリメチルアミンの試験溶液は温度２０℃以上でも酸化され、ＴＯＣ濃度が減少（ＴＯＣ分解率が上昇）するが、６０℃〜９０℃の温度範囲においてその減少率（分解率）はピークを迎え、９０℃を超えると逆にＴＯＣ濃度が増大（ＴＯＣ分解率が減少）することが判明した。したがって、トリメチルアミンの試験溶液をオゾンで酸化処理する際の温度は、６０℃〜９０℃の温度範囲が好ましいことが判明した。
【００５５】
また、６０℃〜９０℃の温度範囲におけるＴＯＣ分解率は９０％以上であるので、トリメチルアミンの大部分が硝酸などに変換されていることが分かる。したがって、後にセメント固化を実施した場合においても、トリメチルアミンが気化してガスが発生したりするのを回避することができる。したがって、上記ガスを吸着するための吸着材であるゼオライトなどを用いる必要がなく、また、放射性廃液を直接セメント固化する場合においても、ガスを発生しないので、オフガス処理などの負担を回避することができる。
【００５６】
（実験例２）
実験例１と同様に、トリメチルアミンを初期ＴＯＣ濃度が約１００ｐｐｍとなるように調整した試験溶液８０ｍｌ〜６００ｍｌを準備し、オゾンを用いて６０℃の温度で酸化処理を実施した。なお、オゾンは、実験例１と同様にして、水電解式オゾン発生器(オゾン発生量1.05 g/h)を用い、オゾン注入率(＝オゾン注入量(g/h)/試験液容量(L))1.75、4.2、13.1 g/h/Lの条件にて、散気面が水平上面にあるガラス製のガス噴射管により試験溶液中にオゾンガスを注入、所定時間混合攪拌を実施し、酸化処理を行った。
【００５７】
その後、オゾン処理前後の試験溶液中のＴＯＣ濃度をＴＯＣ計にて測定し、試験溶液中のトリメチルアミンの酸化処理の度合いを調べた。その結果、図３に示すように、オゾン注入率が高くなるにつれて、より短時間でトリメチルアミンの酸化が進行し、ＴＯＣ濃度が減少するとともに、ＴＯＣ分解率が上昇することが判明した。
【００５８】
また、いずれのオゾン注入率においても、酸化処理に要する時間は異なるものの、最終的なＴＯＣ分解率は９０％以上となり、トリメチルアミンの大部分が硝酸などに変換されていることが分かる。したがって、後にセメント固化を実施した場合においても、トリメチルアミンが気化してガスが発生したりするのを回避することができる。したがって、上記ガスを吸着するための吸着材であるゼオライトなどを用いる必要がなく、また、放射性廃液を直接セメント固化する場合においても、ガスが発生しないので、オフガス処理などの負担を回避することができる。
【００５９】
図４は、ＴＯＣ分解率と試験溶液のｐＨ値との関係、及びＴＯＣ分解率と試験溶液中に生成した硝酸イオンとの関係を示すグラフである。図４では、酸化処理が進行することにより生成した硝酸（硝酸イオン）によって、試験溶液のｐＨが自ずから低下していく場合における、上記関係を示したものである。
【００６０】
図４から明らかなように、酸化処理が進行すると、試験溶液中の硝酸イオンの濃度が増大し、それに伴って試験溶液のｐＨが減少しているのが分かる。このとき、試験溶液のｐＨが６以下となると、ＴＯＣ分解率が約５０％以上となり、ｐＨが５以下となると、ＴＯＣ分解率が約７０％以上となり、ｐＨが３〜４の範囲では、ＴＯＣ分解率が約９０％以上となることが分かる。したがって、試験溶液のｐＨを３〜６、好ましくは３〜５、さらに好ましくは３〜４とすることによって、ＴＯＣ分解率、すなわち試験溶液の酸化処理が進行していることが分かる。
【００６１】
次いで、上述した試験溶液に硫酸ナトリウムを２０質量％添加し、試験溶液をアルカリ性に保持した状態で上記酸化処理を行った。
【００６２】
図５は、このようなアルカリ性の試験溶液におけるＴＯＣ分解率と試験溶液のｐＨ値との関係、及びＴＯＣ分解率と試験溶液中に生成した硝酸イオンとの関係を示すグラフである。
【００６３】
図５から明らかなように、酸化処理が進行すると、試験溶液中の硝酸イオンの濃度が増大し、それに伴って試験溶液のｐＨが減少しているのが分かる。このとき、試験溶液のｐＨが７〜１１の範囲では、ＴＯＣ分解率が約９０％以上となることが分かる。したがって、試験溶液がアルカリ性の場合は、ｐＨを７〜１１の範囲に設定することによって、ＴＯＣ分解率、すなわち試験溶液の酸化処理が進行していることが分かる。
【００６４】
このため、図４及び図５に示すように、ｐＨを最適に調整することによって、ＴＯＣ分解率が増大し、トリメチルアミンの大部分が硝酸などに変換されていることが分かる。結果として、後にセメント固化を実施した場合においても、トリメチルアミンが気化してガスが発生したりするのを回避することができる。したがって、上記ガスを吸着するための吸着材であるゼオライトなどを用いる必要がなく、また、放射性廃液を直接セメント固化する場合においても、ガスが発生しないので、オフガス処理などの負担を回避することができる。
【００６５】
以上、本発明を上記具体例に基づいて詳細に説明したが、本発明は上記態様に限定されるものではなく、本発明の範疇を逸脱しない限りにおいてあらゆる変更や変形が可能である。
【図１】
2011226822.tif 000003
【図２】
2011226822.tif 000004
【図３】
2011226822.tif 000005
【図４】
2011226822.tif 000006
【図５】
2011226822.tif 000007