(57)【要約】【課題】放射性ストロンチウムを含有する高塩類濃度の被処理水において、ストロンチウム濃度をできるだけ低費用かつ簡単な操作で低減することのできる処理方法及び処理装置を提供する。【解決手段】第一の反応槽１１に供給された放射性ストロンチウムを含有する被処理水に対して炭酸塩とアルカリとを添加した後の被処理水を第二の反応槽１４へ供給し、添加機構１５から粉末状チタン酸イオン交換体を添加して、被処理水中に残存するストロンチウムを上記粉末状チタン酸イオン交換体に吸着させる。ストロンチウムを吸着した上記粉末状チタン酸イオン交換体を含む被処理水は、第二の反応槽１４の底部から抜き出され、膜ろ過装置１６に供給され、クロスフロー式の膜ろ過によって汚泥と処理水とにろ過分離される。【選択図】図１
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【特許請求の範囲】
【請求項１】
放射性ストロンチウムを含有する被処理水に炭酸塩とアルカリとを添加する（Ａ）工程と、
前記（Ａ）工程後の被処理水に粉末状チタン酸イオン交換体を添加する（Ｂ）工程と、
前記（Ｂ）工程後の被処理水を膜ろ過する（Ｃ）工程と
を有する放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法。
【請求項２】
前記（Ａ）工程と（Ｂ）工程との間に、
高分子凝集剤を添加する（Ｄ）工程
をさらに有する請求項１に記載の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法。
【請求項３】
前記（Ｃ）工程を、セラミック膜を用いて行う請求項１又は請求項２に記載の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法。
【請求項４】
前記（Ｃ）工程を、クロスフロー式で行う請求項１から請求項３のいずれか１項に記載の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法。
【請求項５】
放射性ストロンチウムを含有する被処理水に炭酸塩とアルカリとを添加するための反応槽と、
前記反応槽から供給される被処理水に粉末状チタン酸イオン交換体を添加する添加機構と、
前記粉末状チタン酸イオン交換体を添加した後の被処理水をろ過膜によりろ過する膜ろ過装置と
を有する放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置。
【請求項６】
前記反応槽と前記添加機構との間に、
高分子凝集剤を添加するための凝集槽
をさらに有する請求項５に記載の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置。
【請求項７】
前記ろ過膜がセラミック膜である請求項５又は請求項６に記載の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置。
【請求項８】
前記膜ろ過装置がクロスフロー式である請求項５から請求項７のいずれか１項に記載の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置。
【発明の詳細な説明】
【技術分野】
【０００１】
本発明は、放射能汚染水の処理方法及び処理装置に関し、特に、放射性ストロンチウムを含有する高塩類濃度の被処理水の処理方法及び処理装置に関する。
【背景技術】
【０００２】
原子力発電所において、過酷事故により原子炉メルトダウン（炉心溶融）が発生した場合、溶融した炉心が再臨界に達することを防ぐためには、冷却水による冷却操作が不可欠である。冷却水の確保が困難であった場合には、冷却水として海水を使用することも想定される。このように、海水によって原子炉の冷却操作を行った場合、大量の海水に起因する塩類や硬度成分（Ｃａ，Ｍｇ等）濃度の高い放射能汚染水が発生することとなる。
【０００３】
放射能汚染水に存在する主な放射性核種としては、ウラン２３５（２３５Ｕ）の核分裂反応により生成されるセシウム１３７（１３７Ｃｓ）、セシウム１３５（１３５Ｃｓ）及びストロンチウム９０（９０Ｓｒ）などが挙げられ、トリチウム（３Ｈ）も含めると、放射能汚染水には６３種の放射性核種が存在している。中でも、９０Ｓｒは半減期が２９年と長く、また水への拡散性が高い核分裂生成物であるため、効率的な除去が望まれている。
【０００４】
また、原子炉建屋が損傷した場合、地下水が原子炉内に流入するため、放射能汚染水から放射性核種を分離するだけではなく、流入する地下水の量に相当する放射能汚染水を系外に排出しつつ、原子炉の冷却を継続する必要がある。
【０００５】
そこで、セシウム吸着塔を用いて、原子炉建屋から流出する放射能汚染水からセシウム（１３５Ｃｓ，１３７Ｃｓ）を吸着除去した後、逆浸透膜（ＲＯ膜）を用いて、セシウム以外の放射性核種を含む汚染濃縮水と塩分が除去された脱塩水とを分離し、得られた脱塩水を原子炉に循環注水することで冷却を行うシステム（循環注水冷却システム）が開発・運用されている。
【０００６】
しかしながら、循環注水冷却システムでは、放射性核種のうち１３５Ｃｓ及び１３７Ｃｓは、上述のセシウム吸着塔において吸着除去されるが、主たる放射性核種の一つである９０Ｓｒを始めとするセシウム以外の放射性核種は、除去が困難である。これは、原子炉の冷却のために海水を供給した場合、放射能汚染水には、放射性核種だけでなく海水に起因するカルシウムやマグネシウム等の塩類が高濃度で含まれており、中でもカルシウムとストロンチウムとは、いずれも同族のアルカリ土類金属であってそのイオン半径が類似しているため、両者が高濃度で共存する場合、吸着剤のストロンチウムに対する選択性が低下する傾向があることから、放射能汚染水から選択的にストロンチウムのみを吸着除去し得る吸着剤が、事実上、入手困難であることによる。
【０００７】
よって、循環注水冷却システムでは除去が困難な、セシウム以外の放射性核種、つまり、９０Ｓｒを含む６２種の放射性核種（３Ｈを除く）を、告示（経済産業省告示第１８７号「実用発電用原子炉の設置、運転等に関する規則の規定に基づく線量限度等を定める告示」）に定められた濃度以下にまで除去する浄化設備の開発が求められている。
【０００８】
この浄化設備としては、放射能汚染水（汚染濃縮水）から、前処理設備でカルシウムやマグネシウム等のアルカリ土類金属を予め除去した上で、放射性核種の吸着除去を行うために種々の吸着剤を充填した直列式の吸着塔に、放射能汚染水を通水するシステムが有効である。これは、カルシウムやマグネシウム等が、同族のストロンチウムの吸着を阻害したり、流通系の水処理装置ではしばしば系内でスケールとして析出して通水を阻害したりするリスク要因であるためである。
【０００９】
前処理設備では、汚染濃縮水に炭酸塩とアルカリとを添加し、後段の吸着塔におけるストロンチウム吸着を阻害するカルシウム炭酸塩やマグネシウム水酸化物を析出（以下、「アルカリ凝集」と称す場合がある。）させた後、セラミック膜によるクロスフローフィルタ（Ｃｒｏｓｓ  Ｆｌｏｗ  Ｆｉｌｔｅｒ）により、カルシウムやマグネシウム等の炭酸塩を汚泥としてろ過分離し、除去する。なお、前処理設備では、カルシウムと同族のアルカリ土類金属であるストロンチウムも、炭酸塩を生成して析出する。そのため、汚染濃縮水中の９０Ｓｒも除染係数（ＤＦ：Ｄｅｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ  Ｆａｃｔｏｒ）１００程度で、炭酸塩沈殿して固定化される。一方、クロスフローフィルタによりろ過された後の汚染濃縮水（処理水）は、後段の吸着塔へ移送される。
【００１０】
吸着塔では、種々の吸着剤を充填したカラムが直列に配され、ストロンチウムを始めとする放射性核種が順次吸着除去されることにより、告示に定められた濃度以下にまで浄化された処理水を得ることができる。
【００１１】
吸着塔のカラムに充填される吸着剤に関しては、例えば、特許文献１には、高塩類濃度の排水においてストロンチウムに対して選択性を有する無機イオン交換体であるチタン酸アルカリ金属塩に、骨材として粘土を、可塑剤として高分子アルコール水溶液を所定の割合で混合し、これを造粒、焼成してストロンチウム吸着剤を製造するに当たり、焼成条件を最適化して、吸着性能をより高く維持した上で充分に機械的強度が高められたストロンチウム吸着剤を製造する方法が提案されている。
【先行技術文献】
【特許文献】
【００１２】
【特許文献１】特開２０１５−０４２３９５号公報
【発明の概要】
【発明が解決しようとする課題】
【００１３】
しかしながら、ストロンチウムを選択的に吸着除去することのできる粒状のチタン酸類の無機イオン交換体は、加工、成形に費用がかかり高価となるため、経済面で問題がある。また、作業員の被爆リスクを考慮すると、吸着塔における吸着剤の交換作業の頻度をできるだけ低減することが望ましい。従って、これら経済面及び安全面に配慮しつつ、高い除染係数を達成するためには、吸着塔より前段の前処理設備において、できるだけストロンチウム濃度を低減する必要がある。
【００１４】
本発明はこれらの不都合に鑑みてなされたものであり、放射性ストロンチウムを含有する被処理水から放射性多核種を除去するに際し、前処理段階で、ストロンチウム濃度をできるだけ低費用かつ簡単な操作で低減することのできる処理方法及び処理装置の提供を目的とする。
【課題を解決するための手段】
【００１５】
上記課題を解決するために、第一に本発明は、放射性ストロンチウムを含有する被処理水に炭酸塩とアルカリとを添加する（Ａ）工程と、前記（Ａ）工程後の被処理水に粉末状チタン酸イオン交換体を添加する（Ｂ）工程と、前記（Ｂ）工程後の被処理水を膜ろ過する（Ｃ）工程とを有する放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法を提供する（発明１）。
【００１６】
かかる発明（発明１）によれば、放射性ストロンチウムを含有する被処理水に炭酸塩とアルカリとを添加し、後段の吸着塔におけるストロンチウム吸着を阻害するカルシウムやマグネシウム等をアルカリ凝集させた後の被処理水に、粉末状チタン酸イオン交換体を添加することにより、上記アルカリ凝集で炭酸塩の析出が起こらない溶解度以下の濃度で存在するストロンチウムが、上記粉末状チタン酸イオン交換体に吸着される。ストロンチウムを吸着した上記粉末状チタン酸イオン交換体は、後段の膜ろ過工程において、上記アルカリ凝集による炭酸塩水酸化物汚泥と共に、ろ過分離される。その結果、吸着塔より前段の前処理設備において、アルカリ凝集で達成可能な溶解度以下の濃度にまでストロンチウムの濃度を低減することが可能となり、高い除染係数を得ることができる。従って、作業員の被爆リスクのある吸着塔における吸着剤の交換作業の頻度を低減することができ、また、吸着塔においてストロンチウムを吸着するために用いられる高価な粒状のチタン酸類の無機イオン交換体の費用を低減することもできる。
【００１７】
上記発明（発明１）においては、前記（Ａ）工程と前記（Ｂ）工程との間に、高分子凝集剤を添加する（Ｄ）工程をさらに有することが好ましい（発明２）。
【００１８】
かかる発明（発明２）によれば、（Ａ）工程後の被処理水に、高分子凝集剤を添加することで、上記（Ａ）工程後の被処理水中に含まれるアルカリ凝集による炭酸塩水酸化物の析出物の粗大化が促進されるため、後段の工程におけるろ過分離等の処理をより効率的に行うことができる。
【００１９】
上記発明（発明１，２）においては、前記（Ｃ）工程を、セラミック膜を用いて行うのが好ましい（発明３）。
【００２０】
かかる発明（発明３）によれば、ろ過膜の放射線や放射性物質の崩壊熱による劣化を防止することができるため、ろ過膜の交換作業の頻度や費用を低減することができる。
【００２１】
上記発明（発明１−３）においては、前記（Ｃ）工程を、クロスフロー式で行うのが好ましい（発明４）。
【００２２】
かかる発明（発明４）によれば、供給水がろ過膜の表面に対して平行に流されるため、供給水中の固体状懸濁物質（ＳＳ物質）がろ過膜の表面に堆積する現象を抑制でき、高いろ過性能を長く維持することができる。従って、（Ｂ）工程後の被処理水のろ過効率を向上させることができる。
【００２３】
第二に本発明は、放射性ストロンチウムを含有する被処理水に炭酸塩とアルカリとを添加するための反応槽と、前記反応槽から供給される被処理水に粉末状チタン酸イオン交換体を添加する添加機構と、前記粉末状チタン酸イオン交換体を添加した後の被処理水をろ過膜によりろ過する膜ろ過装置とを有する放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置を提供する（発明５）。
【００２４】
かかる発明（発明５）によれば、反応槽と膜ろ過装置との間に添加機構を設け、上記反応槽から供給される被処理水に粉末状チタン酸イオン交換体を添加することにより、上記反応槽におけるアルカリ凝集で炭酸塩の析出が起こらない溶解度以下の濃度で存在するストロンチウムが、上記粉末状チタン酸イオン交換体に吸着される。ストロンチウムを吸着した上記粉末状チタン酸イオン交換体は、後段の膜ろ過装置によって、上記アルカリ凝集による炭酸塩水酸化物汚泥と共に、ろ過分離される。その結果、吸着塔より前段の前処理設備において、アルカリ凝集で達成可能な溶解度以下の濃度にまでストロンチウムの濃度を低減することが可能となり、高い除染係数を得ることができる。従って、作業員の被爆リスクのある吸着塔における吸着剤の交換作業の頻度を低減することができ、また、吸着塔においてストロンチウムを吸着するために用いられる高価な粒状のチタン酸類の無機イオン交換体の費用を低減することもできる。
【００２５】
上記発明（発明５）においては、前記反応槽と前記添加機構との間に、高分子凝集剤を添加するための凝集槽をさらに有することが好ましい（発明６）。
【００２６】
かかる発明（発明６）によれば、反応槽から供給される被処理水に高分子凝集剤を添加し、凝集槽に滞留させることにより、上記反応槽により得られたアルカリ凝集による炭酸塩の析出物の粗大化が促進されるため、後段の膜ろ過装置等における汚泥の分離処理をより効率的に行うことができる。
【００２７】
上記発明（発明５，６）においては、前記ろ過膜がセラミック膜であることが好ましい（発明７）。
【００２８】
かかる発明（発明７）によれば、ろ過膜の放射線や放射性物質の崩壊熱による劣化を防止することができるため、ろ過膜の交換作業の頻度や費用を低減することができる。
【００２９】
上記発明（発明５−７）においては、前記膜ろ過装置がクロスフロー式であることが好ましい（発明８）。
【００３０】
かかる発明（発明８）によれば、供給水がろ過膜の表面に対して平行に流されるため、供給水中の固体状懸濁物質（ＳＳ物質）がろ過膜の表面に堆積する現象を抑制でき、高いろ過性能を長く維持することができる。従って、膜ろ過装置に供給される被処理水を効率的にろ過分離することができる。
【発明の効果】
【００３１】
本発明の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法によれば、放射性ストロンチウムを含有する被処理水に炭酸塩とアルカリとを添加し、後段の吸着塔におけるストロンチウム吸着を阻害するカルシウムやマグネシウム等をアルカリ凝集させた後の被処理水に、粉末状チタン酸イオン交換体を添加することにより、吸着塔より前段の前処理設備において、アルカリ凝集で達成可能な溶解度以下の濃度にまでストロンチウムの濃度を低減することが可能となり、高い除染係数を得ることができる。従って、作業員の被爆リスクのある吸着塔における吸着剤の交換作業の頻度を低減することができ、また、吸着塔においてストロンチウムを吸着するために用いられる高価な粒状のチタン酸類の無機イオン交換体の費用を低減することもできる。
【図面の簡単な説明】
【００３２】
【図１】本発明の第一の実施形態に係る放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置を示す概略図である。
【図２】本発明の第二の実施形態に係る放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置を示す概略図である。
【図３】実施例の粉末状チタン酸イオン交換体を添加していない系における汚泥濃度に対するストロンチウム濃度及びカルシウム濃度の変化を示す図である。
【図４】実施例の汚泥濃度をパラメータとして実験で得られた粉末状チタン酸イオン交換体の添加濃度とストロンチウム濃度の関係を示す図である。
【図５】実施例の３時間振とう及び６日間振とうの場合の粉末状チタン酸イオン交換体の添加濃度に対するストロンチウム及びカルシウムの濃度変化を示す図である。
【発明を実施するための形態】
【００３３】
以下、本発明の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置及び処理方法の実施の形態について、適宜図面を参照して詳説する。以下に説明する実施形態は、本発明の理解を容易にするためのものであって、何ら本発明を限定するものではない。
【００３４】
図１は、本発明の第一の実施形態による放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置を示している。図１に示す処理装置１は、第一の反応槽１１、凝集槽１２、沈殿槽１３、第二の反応槽１４、添加機構１５、膜ろ過装置１６を主に備える。
【００３５】
第一の反応槽１１は、アルカリ凝集により炭酸カルシウムや水酸化マグネシウム等の不溶性塩を析出させるものであり、撹拌羽根１１ａを備えている。第一の反応槽１１では、供給される被処理水Ｗに、炭酸塩とｐＨ調整剤としてのアルカリとが添加され、撹拌羽根１１ａにより撹拌されることにより、アルカリ凝集が起こり、炭酸カルシウムや水酸化マグネシウム等の炭酸塩水酸化物が析出する。
【００３６】
凝集槽１２は、第一の反応槽１１から供給される被処理水Ｗ１１に、高分子凝集剤を添加するためのものであり、撹拌羽根１２ａを備えている。凝集槽１２内の被処理水には、高分子凝集剤が添加され、反応槽１１より得られた炭酸塩等の析出物の粗大化が促進される。
【００３７】
沈殿槽１３は、凝集槽１２から供給される被処理水Ｗ１２を、凝集汚泥と上澄み水とに沈殿分離するためのものである。沈殿槽１３を用いることで、炭酸塩等を含む汚泥の一部は返送汚泥Ｗ１５Ａとして第一の反応槽１１に返送され、残部は濃縮汚泥として系外へ排出される。このように汚泥の返送を行うことにより、返送汚泥を核として析出物をさらに粗大化して沈降性を高めるという効果が奏される。
【００３８】
添加機構１５は、沈殿槽１３から供給される上澄み水Ｗ１３に、粉末状チタン酸イオン交換体を添加するものである。添加機構１５は、撹拌羽根１４ａにより被処理水を撹拌できるタイプの第二の反応槽１４の槽内に対して、粉末状チタン酸イオン交換体を添加するように設置されている。添加機構１５から、第二の反応槽１４の槽内の被処理水に対して添加された粉末状チタン酸イオン交換体は、上記アルカリ凝集で炭酸塩等の析出が起こらない溶解度以下の濃度で存在するストロンチウムを吸着する。なお、添加機構１５は、第二の反応槽１４を用いずに、沈殿槽１３と膜ろ過装置１６との間の管路（１７Ｃ及び１７Ｄ）に直接粉末状チタン酸イオン交換体を添加する形態でもよいが、添加された粉末状チタン酸イオン交換体とストロンチウムとを十分に反応させるためには、滞留及び反応時間が得られる撹拌羽根１４ａを有する第二の反応槽１４を用いることが好ましい。
【００３９】
膜ろ過装置１６は、第二の反応槽１４から供給されるストロンチウムを吸着した粉末状チタン酸イオン交換体を含む被処理水Ｗ１４を、汚泥と処理水とにろ過分離するものである。膜ろ過装置１６によりろ過分離された汚泥は、返送汚泥Ｗ１５Ｂとして第一の反応槽１１に返送され、処理水Ｗ１６は後段の吸着塔へ供給される。
【００４０】
本実施形態において、膜ろ過装置１６のろ過膜は、セラミック膜である。セラミック膜を用いることにより、ろ過膜の放射線や放射性物質の崩壊熱による劣化を防止することができる。
【００４１】
また、本実施形態において、膜ろ過装置１６の膜ろ過は、クロスフロー式である。クロスフロー式では、供給水がろ過膜の表面に対して平行に流されるため、供給水中の固体状懸濁物質（ＳＳ物質）がろ過膜の表面に堆積する現象を抑制でき、高いろ過性能を長く維持することができる。従って、膜ろ過装置１６に供給される被処理水を効率的にろ過分離することができる
【００４２】
次に、上述したような本実施形態の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置を用いた放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法について説明する。
【００４３】
まず、第一の反応槽１１に供給された放射性ストロンチウムを含有する被処理水Ｗに対して、炭酸塩とｐＨ調整剤としてのアルカリとが添加され、第一の反応槽１１に備えられる撹拌羽根１１ａによって撹拌混合される。これにより、被処理水中のカルシウムやマグネシウム等は、炭酸塩や水酸化物等の不溶性塩類として析出する（アルカリ凝集）。析出した炭酸カルシウムや水酸化マグネシウム等を含む被処理水Ｗ１１は、第一の反応槽１１から凝集槽１２に供給される。
【００４４】
上記アルカリ凝集のための炭酸塩としては、例えば炭酸ナトリウム（Ｎａ２ＣＯ３）、炭酸カリウム（Ｋ２ＣＯ３）などのアルカリ金属の炭酸塩を用いることができる。これらは、１種を単独で用いてもよく、２種以上を併用してもよい。炭酸塩の添加量は、被処理水に含まれるカルシウム等のアルカリ土類金属の濃度に応じて、アルカリ凝集に必要な量を算出すればよく、特に制限はないが、当量で１．０倍〜３．０倍が好適である。
【００４５】
上記アルカリとしては、例えば水酸化ナトリウム（ＮａＯＨ）、水酸化カリウム（ＫＯＨ）などを用いることができる。被処理水に含まれるカルシウム、ストロンチウムはｐＨ９以上で炭酸塩として析出し、マグネシウムはｐＨ９以上で水酸化物として析出する。従って、上記アルカリを添加して、被処理水をｐＨ９以上に調整することが好ましい。
【００４６】
凝集槽１２に供給された被処理水Ｗ１１に対して、高分子凝集剤が添加され、凝集槽１２に備えられる撹拌羽根１２ａによって撹拌混合される。アルカリ凝集により析出した炭酸塩水酸化物のうち、炭酸カルシウムや炭酸ストロンチウムは沈降が良好なフロックを形成するが、水酸化マグネシウムは粒子が細かいため沈降が遅い。よって、高分子凝集剤を添加することで、既に存在する水酸化マグネシウムのフロックの粗大化が実現し、沈降性を改善することができる。上記炭酸塩等のフロックを含む被処理水Ｗ１２は、凝集槽１２から沈殿槽１３に供給される。
【００４７】
上記高分子凝集剤としては、特に限定されないが、例えばポリアクリルアミド系等のアニオン系高分子凝集剤が挙げられる。これらは、１種を単独で用いてもよく、２種以上を併用してもよい。高分子凝集剤の添加量は、被処理水の性状などに応じて決めればよく、特に制限はないが、０．０１〜１０ｍｇ／Ｌ、特に１〜１０ｍｇ／Ｌ程度が好適である。
【００４８】
沈殿槽１３に供給された被処理水Ｗ１２は、凝集汚泥と上澄み水とに沈殿分離される。炭酸塩等のフロックを含む凝集汚泥の一部は返送汚泥Ｗ１５Ａとして反応槽１１に返送され、残部は濃縮汚泥として系外へ排出される。上澄み水Ｗ１３は、第二の反応槽１４へ供給される。
【００４９】
第二の反応槽１４に供給された被処理水（上澄み水）Ｗ１３に対して、添加機構１５から粉末状チタン酸イオン交換体が添加され、第二の反応槽１４に備えられる撹拌羽根１４ａによって撹拌される。これにより、被処理水中に残存するストロンチウムが上記粉末状チタン酸イオン交換体に吸着される。ストロンチウムを吸着した上記粉末状チタン酸イオン交換体を含む被処理水Ｗ１４は、第二の反応槽１４の底部から抜き出され、膜ろ過装置１６に供給される。
【００５０】
上記粉末状チタン酸イオン交換体としては、層状の含水チタン酸である二チタン酸、三チタン酸、四チタン酸、もしくはこれらのいずれかによるアルカリ金属塩が好ましい。具体的には、二チタン酸カリウム、三チタン酸ナトリウム、四チタン酸カリウム等の層状チタン酸化合物が好ましく、あるいは、ケイチタン酸を用いてもよい。
【００５１】
上記粉末状チタン酸イオン交換体の添加量としては、ろ過水流量に対して、最大で５０，０００ｍｇ／Ｌであることが好ましく、１００〜５，０００ｍｇ／Ｌ以下であることがより好ましい。添加量が５０，０００ｍｇ／Ｌより大きいと、例えば上記（Ｃ）工程をクロスフロー式で行った場合、固体負荷が高くなることにより差圧の大幅な上昇を招き、ろ過速度が低下するため好ましくない。
【００５２】
なお、通常、水溶液中の金属イオンを吸着除去するためには、ジビニルベンゼンとスチレンの共重合体を基材とするイオン交換樹脂やポリアクリル酸系の有機材料から成るイオン交換樹脂が用いられるが、これらイオン交換樹脂の最高使用温度は５０℃程度であるため、９０Ｓｒを高濃度で含む放射能汚染水に対して使用した場合、９０Ｓｒのβ崩壊に伴う発熱によって分解が起こり、９０Ｓｒの保持性能が低下して拡散リスクの増加につながるおそれがある。従って、９０Ｓｒの崩壊熱の影響を考慮すると、ストロンチウム吸着剤としては、ゼオライトやチタン酸などの無機イオン交換体が候補となる。ゼオライトは、ストロンチウム吸着剤として最も一般的であるが、放射能汚染水に高濃度でアルカリ金属（特に、ナトリウムイオン）の塩類が含まれる場合、アルカリ土類金属であるストロンチウムに対する選択性が低下する傾向がある。これに対して、チタン酸は、高塩類濃度下でもストロンチウム等のアルカリ土類金属に対する選択性が比較的高い。
【００５３】
膜ろ過装置１６に供給された被処理水は、クロスフロー式の膜ろ過によって汚泥と処理水とにろ過分離される。膜ろ過装置１６によりろ過分離された汚泥は、返送汚泥Ｗ１５Ｂとして、その汚泥濃度が１ｇ／Ｌ〜１５０ｇ／Ｌの範囲の濃度を維持するように第一の反応槽１１に返送される。第一の反応槽１１に戻された濃縮汚泥は、上澄み水と平衡状態になっているため、第一の反応槽１１におけるアルカリ凝集に関与することはなく、最終的に、アルカリ凝集による炭酸塩水酸化物汚泥と共に、系外へ排出される。一方、膜ろ過装置１６によりろ過分離された処理水Ｗ１６は、後段の吸着塔へ供給される。
【００５４】
次に、本発明の第二の実施形態について、図２を参照して詳細に説明する。図２に示す放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置２は、第一の反応槽２１、第二の反応槽２４、添加機構２５、膜ろ過装置２６を主に備える。
【００５５】
第一の反応槽２１は、アルカリ凝集により炭酸カルシウムや水酸化マグネシウム等の不溶性塩を析出させるものであり、撹拌羽根２１ａを備えている。第一の反応槽２１では、供給される被処理水Ｗに、炭酸塩とｐＨ調整剤としてのアルカリとが添加され、撹拌羽根２１ａにより撹拌されることにより、アルカリ凝集が起こり、炭酸カルシウムや水酸化マグネシウム等の不溶性塩が析出する。
【００５６】
添加機構２５は、第一の反応槽２１から供給される被処理水Ｗ２１に、粉末状チタン酸イオン交換体を添加するものである。添加機構２５は、撹拌羽根２４ａにより被処理水を撹拌できるタイプの第二の反応槽２４の槽内に対して、粉末状チタン酸イオン交換体を添加するように設置されている。添加機構２５から、第二の反応槽２４の槽内の被処理水に対して添加された粉末状チタン酸イオン交換体は、上記アルカリ凝集で炭酸塩等の析出が起こらない溶解度以下の濃度で存在するストロンチウムを吸着する。なお、図１に示す処理装置１と同様に、添加機構２５は、第二の反応槽２４を用いずに、第一の反応槽２１と膜ろ過装置２６との間の管路（２７Ａ及び２７Ｂ）に直接粉末状チタン酸イオン交換体を添加する形態でもよいが、添加された粉末状チタン酸イオン交換体とストロンチウムとを十分に反応させるためには、滞留及び反応時間が得られる撹拌羽根２４ａを有する第二の反応槽２４を用いることが好ましい。
【００５７】
膜ろ過装置２６は、第一の反応槽２１におけるアルカリ凝集による不溶性塩と、第二の反応槽２４におけるストロンチウムを吸着した粉末状チタン酸イオン交換体とを汚泥としてろ過分離するものである。膜ろ過装置２６によりろ過分離された汚泥は、濃縮汚泥として系外へ排出され、処理水Ｗ２３は後段の吸着塔へ供給される。
【００５８】
本実施形態において、膜ろ過装置２６のろ過膜は、セラミック膜である。セラミック膜を用いることにより、ろ過膜の放射線や放射性物質の崩壊熱による劣化を防止することができる。
【００５９】
また、本実施形態において、膜ろ過装置２６の膜ろ過は、クロスフロー式である。クロスフロー式では、供給水がろ過膜の表面に対して平行に流されるため、供給水中の固体状懸濁物質（ＳＳ物質）がろ過膜の表面に堆積する現象を抑制でき、高いろ過性能を長く維持することができる。従って、膜ろ過装置２６に供給される被処理水Ｗ２２を効率的にろ過分離することができる。
【００６０】
以上、本発明について図面を参照にして説明してきたが、本発明は上記第一及び第二の実施形態に限定されず、種々の変更実施が可能である。
【実施例】
【００６１】
以下の実施例に基づき本発明をさらに詳細に説明するが、本発明は以下の実施例に限定されるものではない。
【００６２】
図１に示す放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置１を用いて、放射性ストロンチウムを含有する被処理水を模擬した試料水（模擬原水）を用いて処理を行った。
【００６３】
（１）原水
模擬海水組成物（富田製薬社製，商品名：マリンアート）を純水に溶解し、塩化ナトリウム（ＮａＣｌ）濃度１０，０００ｍｇ／Ｌの人工希釈海水を得た。この人工希釈海水に、カルシウム濃度が３００ｍｇ／Ｌとなるように塩化カルシウム（ＣａＣｌ２）を添加し、これを模擬原水として用いた。この模擬原水の概略組成を表１に示す。
【００６４】
【表１】
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【００６５】
（２）アルカリ凝集処理
上記模擬原水を用いて、アルカリ凝集処理を実施した。第一の反応槽１１に上記模擬原水を供給し、模擬原水中のカルシウム濃度の１．５倍当量の炭酸ナトリウム（Ｎａ２ＣＯ３）を添加し、さらに、水酸化ナトリウム（ＮａＯＨ）を添加して第一の反応槽１１の出口のｐＨを１２に調整した。この混合液を十分に反応させるべく、撹拌羽根１１ａを用いて所定の時間撹拌し、炭酸カルシウム（ＣａＣＯ３）、水酸化マグネシウム（Ｍｇ（ＯＨ）２）、炭酸ストロンチウム（ＳｒＣＯ３）の析出物を得た。第一の反応槽１１から流出した炭酸塩水酸化物汚泥を含む原水を、凝集槽１２に移送した。
【００６６】
（３）高分子凝集剤の添加による凝集処理
凝集槽１２内に、原水に対して１００ｍｇ／Ｌに相当するアニオン系高分子凝集剤を添加した。この混合液を十分に反応させるべく、撹拌羽根１２ａを用いて所定の時間撹拌し、凝集フロックを得た。その後、凝集槽１２から流出した凝集フロックを含む原水を沈殿槽１３に移送した。沈殿槽１３において、凝集フロックを沈降濃縮し、上澄み水を得た。得られた上澄み水を、第二の反応槽１４に移送した。
【００６７】
得られた上澄み水のＳＳ濃度は１，０００ｍｇ／Ｌ程度であった。０．４５μｍのメンブレンフィルタを用いて、得られた上澄み水から固体状懸濁物質（ＳＳ物質）を除去した後、上澄み水中のアルカリ土類金属（Ｍｇ、Ｃａ、Ｓｒ）の濃度をＩＣＰ−ＭＳで計測した。計測結果を表２に示す。
【００６８】
【表２】
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【００６９】
ストロンチウムの吸着挙動を確認するため、この上澄み水にＳｒＣｌ３をストロンチウム濃度で０．１ｍｇ／Ｌ相当添加して、実験を行った。従って、以下の実験における原水（上澄み水）中のストロンチウム濃度は、０．１３ｍｇ／Ｌである。
【００７０】
（４）粉末状チタン酸イオン交換体の添加によるストロンチウム吸着処理
粉末状チタン酸イオン交換体として、粉末状の二チタン酸カリウムを使用した。沈殿槽１３で沈殿分離した程度では、上澄み水には、アルカリ凝集による炭酸塩水酸化物汚泥が１，０００ｍｇ／Ｌ程度残存しており、この残存する炭酸塩水酸化物汚泥の溶解平衡によって、溶解性イオン濃度が低く保たれている。よって、ここに、アルカリ土類金属に対して分配係数の高いチタン酸の吸着剤が存在すると、平衡状態が崩れ、凝集汚泥からカルシウムが再溶解するため、イオン交換反応でチタン酸に吸着したストロンチウムと置換し、上澄み水中のストロンチウム濃度が高まってしまう可能性がある。
【００７１】
そこで、第二の反応槽１４内の原水に、凝集汚泥の添加濃度と粉末状チタン酸イオン交換体の添加濃度とをパラメータとして、以下の条件で実験を行った。
凝集汚泥の添加濃度：０、０．１９、１０、５０、１００、１５０ｇ／Ｌ
粉末状チタン酸イオン交換体の添加濃度：０、１０、５０、１００、５００、１，０００ｍｇ／Ｌ
【００７２】
＜３時間振とう＞
第二の反応槽１４内の原水に、凝集汚泥と粉末状チタン酸イオン交換体とを添加し、３時間振とう（往復振とう，幅：４ｃｍ×２００回／分）した。振とう後に、上記混合液を０．４５μｍのメンブレンフィルタを用いてろ過した後、ろ液中のストロンチウム濃度をＩＣＰ−ＭＳで、カルシウム濃度をＩＣＰ−ＡＥＳで定量した。３時間振とう後のストロンチウム濃度及びカルシウム濃度を表３に示す。
【００７３】
【表３】
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【００７４】
図３に、粉末状チタン酸イオン交換体を添加していない系における、汚泥濃度に対するストロンチウム濃度及びカルシウム濃度の変化を示す。アルカリ凝集後の原水における初期ストロンチウム濃度は、添加分を含めて０．１３ｍｇ／Ｌ程度である。ここに凝集汚泥を添加すると、これよりも高いストロンチウム濃度を示した。凝集汚泥を添加した系で増加したストロンチウムは、凝集汚泥の表面等に弱く結合した状態のイオンが溶け出したものと考えられる。
【００７５】
汚泥濃度をパラメータとして、実験で得られた粉末状チタン酸イオン交換体の添加濃度とストロンチウム濃度の関係を、図４に示す。液中のストロンチウム濃度は、汚泥濃度によらず、粉末状チタン酸イオン交換体添加濃度の増加に伴い低下する傾向がある。但し、汚泥濃度が高い場合、粉末状チタン酸イオン交換体の添加に伴う液中のストロンチウム濃度の低下効果は鈍くなる。
【００７６】
表３に示すように、１０ｇ／Ｌ以上の汚泥濃度の高い領域では、粉末状チタン酸イオン交換体を添加しても、カルシウム濃度には低下傾向が認められない。これは、凝集汚泥からのカルシウムの再溶解によって、液中に供給されるカルシウムが粉末状チタン酸イオン交換体に吸着するため、ストロンチウムの吸着が阻害されているためと考えられる。
【００７７】
＜６日間振とう＞
３時間以後の挙動確認のため、汚泥濃度０ｇ／Ｌ及び０．１９ｇ／Ｌの条件で６日間振とうを行った。振とう後に、上記混合液を０．４５μｍのメンブレンフィルタを用いてろ過した後、ろ液中のストロンチウム濃度をＩＣＰ−ＭＳで、カルシウム濃度をＩＣＰ−ＡＥＳで定量した。６日間振とう後のストロンチウム濃度及びカルシウム濃度を、３日間振とう後の値と共に表４に示す。
【００７８】
【表４】
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【００７９】
３時間振とうの場合と併せて、粉末状チタン酸イオン交換体の添加濃度に対するストロンチウム及びカルシウムの濃度変化を、図５に示す。
【００８０】
凝集汚泥の存在しない系では、ストロンチウム濃度及びカルシウム濃度に長時間振とう（６日間）の影響は認められず、一旦粉末状チタン酸イオン交換体に吸着されたストロンチウム及びカルシウムは、時間が経っても吸着された状態が維持されていた。一方、凝集汚泥が存在する系では、３時間振とうと６日間振とうのデータに差異が認められ、時間の経過とともに、ストロンチウム濃度及びカルシウム濃度はともに増加した。これは、上述のように、一旦液中からカルシウムが粉末状チタン酸イオン交換体に吸着した後、共存する凝集汚泥から再溶解したカルシウムが追加的に粉末状チタン酸イオン交換体に吸着することで、ストロンチウムの吸着効果が低下しているためと考えられる。
【００８１】
以上説明したように、本発明の放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法及び処理装置によれば、放射性多核種を除去するに際し、前処理段階で、ストロンチウム濃度をできるだけ低費用かつ簡単な操作で低減することができる。さらに、告示に定められた濃度以下にまで９０Ｓｒを含む６２種の放射性核種を除去するには、１０６以上の除染係数が必要となるが、本発明によれば、前処理段階で１０３以上の除染係数を得ることができるため、後段の吸着塔での仕上げ処理精度が高まるという効果がある。
【産業上の利用可能性】
【００８２】
本発明に係る放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理方法及び処理装置は、放射性ストロンチウムを含有する高塩類濃度の被処理水において、特に好適に用いられる。
【符号の説明】
【００８３】
１、２…放射性ストロンチウムを含有する被処理水の処理装置
１１、２１…第一の反応槽
１１ａ、２１ａ…撹拌羽根
１２…凝集槽
１２ａ…撹拌羽根
１３…沈殿槽
１４、２４…第二の反応槽
１４ａ、２４ａ…撹拌羽根
１５、２５…粉末状チタン酸イオン交換体の添加機構
１６、２６…膜ろ過装置
１７Ａ、１７Ｂ、１７Ｃ、１７Ｄ、２７Ａ、２７Ｂ、…管路
１８Ａ、１８Ｂ…返送管路
１９、２９…循環管路
Ｗ、Ｗ１１、Ｗ１２、Ｗ１３、Ｗ１４、Ｗ２１、Ｗ２２…原水（被処理水）
Ｗ１５Ａ、Ｗ１５Ｂ…返送汚泥
Ｗ１６、Ｗ２３…処理水
【図１】
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【図２】
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【図３】
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【図４】
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【図５】
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