Vol.22 No.2

技術報告

原子力バックエンド研究

放射性固体廃棄物となるステンレス鋼等における Cl-36 の付着係数評価
本山光志＊1 鈴木泰博＊1

森本恵次＊2脇寿一＊2

佐々木隆之＊3

原子力発電所から発生する低レベル放射性固体廃棄物となるステンレス鋼材料等への Cl-36 の付着係数（水溶液中のCl-36 放射能濃度に対する金属試料表面に存在する単位面積あたりの Cl-36 放射能量の比）を評価するための模擬試験を行った．Cl-36 の付着係数はきわめて低く，液相の化学条件，金属表面の酸化状態，金属材質の違いに対して，試験的に有意な依存性は見られなかった．
Keywords: 放射性廃棄物，原子力発電所，Cl-36，付着，ステンレス鋼
A simulation test was done for confirming quantitative values of ratio of Cl-36 activity sorbed on metal specimen surface to Cl-36
concentration in liquid solution, i.e. sorption factor of Cl-36 on stainless steel materials etc. in LLW generated from nuclear power
plant. The sorption factor is very small and the dependence of chemical condition of liquid phase, corrosion state of metal surface
and difference of metal material on the sorption factor was not observed significantly.
Keywords: radioactive waste, nuclear power plant, Cl-36, sorption, stainless steel

1 はじめに
クラッド

運転中

原子力発電所から発生し，現在埋設処分されている主な

付着

イオン

低レベル放射性廃棄物は，液体廃棄物（濃縮廃液）をセメ
系統水

ント等で固型化したものと，固体状廃棄物（金属配管・機

金属配管等
の表面

器等）をモルタルで固型化したものである．本報告で対象とする Cl-36 は，主に１次冷却材中の不純物である塩化物①陰イオンの Cl-36（Cl-36 の大半が陰イオンで存在）吸着平衡で配管等の表面に付着

イオンの放射化反応で生成し，長半減期核種（半減期約 30万年）であることから，低レベル放射性廃棄物の埋設処分における被ばく線量への影響を評価する必要がある．
液体廃棄物である濃縮廃液の実分析結果においては，低②イオンまたは不溶解性の Cl-36 がクラッドと共に配管等の表面に付着③大半が陰イオンで存在
系統水が配管等の表面に付着し，水が蒸発して残留Fig. 1 Supposed transfer passes of Cl-36.

濃度ではあるが，Cl-36 が検出されている[1, 2]．固体状廃棄物を埋設処分した際の Cl-36 による被ばく線量の評価にる腐食生成物）に同伴した Cl-36 の付着は，廃棄物に存在する Cl-36 の放射能量を見積もる必要が③配管等の表面に付着した系統水が蒸発することに伴うあるが，固体状廃棄物となる金属配管等への塩化物イオン

塩としての残留の付着係数を評価した報告例はない．陰イオンの放射性核

このうち，付着経路②については，代表的な複数の実廃種の検討例として，I-129 の報告[3]があるが，１次冷却材

棄物から採取したクラッド中の Cl-36 と Co-60 の放射能量等から固体状廃棄物となる金属配管等にはほとんど移行せの相関関係に基づき，スケーリングファクタ法 [6]によっず，固体状廃棄物に含まれる I-129 の濃度はきわめて低い．

て，クラッドに同伴した Cl-36 の付着量を求めることがで

なお，コンクリート等への塩化物イオンの付着が小さいこ

きる．

とは，塩化物イオンのコンクリート媒体中の拡散挙動が吸付着経路③については，配管等の表面に残留した付着水着を考慮せずに解釈が可能なこと[4]，セメント系材料に対の厚さを想定することで求めることができる．
この厚さは，

する収着分配係数が小さいこと[5]から推察されてきた．

表面状態（傷，酸化の有無）を模擬的に変えたステンレス

このような背景のもと，固体状廃棄物への Cl-36 の付着鋼（SUS304，以下「SUS」という．）の板を，一旦溶液に経路として次の①～③が検討され，配管内面の Cl-36 の存浸漬して，引き上げた試験から，最大で 50μm と想定でき在量が推算されてきた（Fig. 1 参照）[1]．

ることが示されている[7]．

①配管内面等における陰イオンの Cl-36 の付着

一方，付着経路①は，系統水中の Cl-36 溶解成分（イオ②配管内面等におけるクラッド（１次冷却材等に存在すン）が配管内面等と接触することで，系統水から配管表面に付着することを想定している．この際，陰イオンである

Study for sorption factors of Cl-36 on the surface such as stainless steel whichbecomeradioactivesolidwastesby
Mitsushi
MOTOYAMA(motoyama.mitsushi@jgc.com), Yasuhiro SUZUKI ， Keiji MORIMOTO ，
Toshikazu WAKI，Takayuki SASAKI＊1 日揮株式会社 第３事業本部 プロジェクト第１部
JGC Corporation third project headquarters project Part 1〒220-0012 横浜市西区みなとみらい３丁目６番３号＊2 関西電力株式会社
The Kansai Electric Power Co., Inc.
〒530-8270 大阪市北区中之島３丁目６番１６号＊3 京都大学大学院工学研究科原子核工学専攻
Department of Nuclear Engineering, Kyoto University〒615-8540 京都市西京区京都大学桂 C3(Received 17 March 2015; accepted 9 July 2015)

塩化物イオンは溶解成分であるため配管等の表面に沈積することはなく，系統水中の Cl-36 の付着反応は平衡状態にあると考えられる．この溶液中の Cl-36 放射能濃度に対する単位面積当たりの配管等の表面の Cl-36 付着量の比は，一般に付着係数と定義されてきた．SUS に対する Cs-137
や Sr-85 の陽イオンの付着係数は報告例[8]があり，Cs-137
は 1×10-4～4×10-4 m3/m2，Sr-85 は 1×10-4～5×10-2 m3/m2である．しかし，陰イオンである Cl-36 には測定例がない
53

December 2015

原子力バックエンド研究ため，付着経路①における Cl-36 付着量のこれまでの評価

金属試料を試験液から取り出すと，金属試料には，付着では，陽イオンである Cs-137 の付着係数が代用されてきた

経路①の吸着平衡で付着している Cl-36 と付着経路③の金[2]．

属試料に残留する試験液に含まれる Cl-36 とが共存すると先に行われた旧原子力安全・保安院における六ヶ所低レ

考えられる．そこで本検討では，付着経路①の Cl-36 のみ

ベル放射性廃棄物の線量評価に係る意見聴取会（平成 23を評価するため，金属試料を浸漬しないブランク試験を同

年 9 月～平成 24 年 3 月）では，電気事業者および埋設事業

様に実施し，試験液とブランク液の Cl-36 放射能濃度との者による分析データの取得および評価を受けて，低レベル差異から，付着経路①により金属試料に付着した Cl-36 量

放射性廃棄物の埋設処分における Cl-36 の被ばく線量へのを評価することとした．

影響について，審議・検討がなされた[2]．意見聴取会の結試験条件を Table 1 に整理した．原子力発電所で通常想定

果，提示された旧原子力安全・保安院の報告では，「固体状される条件，および比較のために，より保守的に設定した廃棄物の Cl-36 濃度評価については，吸着・付着等を仮定

条件での試験を行った．金属試料（粉体）と試験液の固液

した評価は不確実性が残るものの，報告書の記載方法より

比は，付着係数が定量下限値をできるだけ下回らないよう，もさらに保守的な評価を行っても線量評価に大きな影響を予察試験をもとに，2×103 kg/m3 程度とした．なお，原則

与えないことが確認できた」とされている[9]．すなわち，として試験の繰返し数は 3 回とした．

線量評価に影響は与えないと判断されているとはいえ，不試験液の非放射性塩化物イオン濃度，pH，試験液の種類

確実性がある評価の信頼性の向上を図ることが必要である．

（共存塩の有無），
浸漬時の温度を以下のように変えて試験

そこで本報告では，付着経路①に係る Cl-36 の付着係数をを実施した． 塩化物イオン濃度は，試料表面での付着現象評価するため，金属試料の表面状態や接触させる水溶液のが飽和に達しないよう，できる限り抑えるべきである．そ

化学条件等を，発電所で想定される条件，および，より保こで，付着時の検出下限を勘案し，それより 3 桁高い 1×

守的な条件に設定し，模擬試験を行った．

108 Bq/m3 程度とした．

2 試験

Table 1 Experimental
measurement.
条件

2.1 浸漬試験

材質

Cl-36 の付着係数を求めるための浸漬試験方法を Fig. 2 に示す．この試験方法は，日本原子力学会が提案している基標準

conditions

6.1E-3

5.9

6.8

6.2E-45.9

6.9

化学条件の溶液に金属試料を浸漬し，振とう器（バリアブ2.1E-2-

6.7

ルミックスローターVMR-5, アズワン㈱）を用いて，60 rpm

9.2E-1-

6.6

で 1 週間振とうした．ここで，溶液の液量は 1×10-5 m3，

1.0E+2-6.7

金属試料の重量は 2×10-2 kg を基本とした．浸漬後の試験

3.0

6.2

液を分取し，孔径 0.45μm の親水性 PTFE フィルタ（アド

4.9

6.7

バンテック東洋製 DISMIC, 13HP045AN）を用いてろ過した

6.3

7.2

SUS
比較

を用いて定量した．後述の式(1)に従い，溶液の Cl-36 放射能濃度と金属試料表面に存在する濃度の比から付着係数を6.1E-3

算出した．
軽い振とう
1 週間

ガラス容器
浸漬液
Cl-36 の（純水等）
RI トレーサ

炭素鋼

sorptionfactor

塩化物
参考:試
試験液
試験液 浸漬時
イオン
験液の
粉体の
の初期
中の種 の温度
濃度
終了
前処理
類
[℃]
pH
[g/m3]
pH

本的な手順を参考にした[10]．Cl-36 トレーサを含む種々の後，Cl-36 放射能濃度を，液体シンチレーションカウンタ

of

8.9

7.3

11.9

10.6

純水

H2SO4

25

なし

NaOH

6.1

6.8 Na2SO4

11.9

11.8

5.7

7.1

5.9

6.8

5.9

6.7

5.9

6.8

5.9

10.6

NaBO2
100
酸処理
純水

熱処理
25

熱処理
なし

浸漬試料の形状は粉体である．予察試験として，標準条件（SUS）
において板および球体を用いた試験を実施した．

2.1.1 試験液の塩化物イオン濃度
原子力発電所の 1 次冷却材中の塩化物イオン濃度の変動
ブランク試験

試料（SUS 粉体等）

試験液

ブランク液
Cl-36 放射能濃度測定を考慮する必要がある．最大濃度は，1 次冷却材中の塩化物イオン濃度[11]と濃縮廃液に至る濃縮度[11]を勘案し，原

上記 Cl-36 放射能濃度の差異から試料への付着量を求める

子力発電所で発生する廃液を濃縮した濃縮廃液にて想定される 1×102 g/m3 とした．試験液に塩化ナトリウムを添加し，Fig. 2 Experimental method for sorption factors.
54Vol.xx No.x

放射性固体廃棄物となるステンレス鋼等における Cl-36 の付着係数評価

この溶液の塩化物イオン濃度を測定し，これに Cl-36 の RI

2.2.3 試料の前処理方法

トレーサに含まれる担体，すなわち非放射性の塩化物イオ

金属試料表面は入手した状態で用いることを標準条件とン濃度（約 6.1×10-3 g/m3）を加算して塩化物イオン濃度とし，試料表面の状態が付着係数に及ぼす影響を検討するた

した．なお，予察試験として，塩化物イオン濃度が標準条

め，SUS について表面を 2 通りの方法で酸化処理した．た

件の 1/10 となる場合の影響を検討することとし，Cl-36 のだし，原子力発電所の運転時は 1 次冷却材に接触する機器

初期添加濃度を上記の 1/10 とした．

類が腐食しないように管理しているため，この前処理は酸

2.1.2 試験液の pH

化反応を促進させるための過度な条件である．

1 次冷却材の pH は，通常は中性近傍となっているが，管①酸処理:金属試料を 6 規定の塩酸に 2 時間浸漬し，純水で理上限が 10.5 であること[12]から，その影響を検討した．

洗浄した．

ここでは，標準条件を純水（中性 pH）とし，純水に硫酸ま②熱処理:金属試料を大気開放下 600℃で 3 時間加熱した．

たは水酸化ナトリウムを添加し，浸漬前の初期 pH を 3.0～

なお，本処理は 2 回実施した．

11.9 の範囲に調整した．なお，今回は，浸漬中に pH が変2.2.4 試料の表面積等の測定方法

動しても再調整しないこととした．

2.2.2 で述べたように付着係数の測定精度を高めるため，

2.1.3 試験液の種類（共存塩の影響）

金属試料は比表面積が大きい粉体を用いた．試料の表面積

共存塩を含む溶液条件として，BWR の濃縮廃液に存在の測定は BELSORP-mini（マイクロトラック・ベル㈱）をする硫酸ナトリウム濃度として保守的に，常温における飽用いて BET 法により行った．BELPREP-vacⅡ（マイクロト

和濃度である 2.5×105 g/m3 とした．また，PWR の濃縮廃ラック・ベル㈱）により 120℃で 8 時間真空脱気を行った液に存在するホウ酸ナトリウムを，ホウ素濃度で，2.5×104

後，窒素吸着温度は 77Ｋ，飽和蒸気圧は実測，平衡待ち時

3g/m [11]となるよう，メタホウ酸ナトリウムを添加した．

間は 500sec として測定した．また，参考までに金属試料の2.1.4 試験液の温度（参考）

粒径分布を回折式粒度分布測定装置（島津製 SALD-1100）

原子力発電所運転時の 1 次冷却材は高温であるが，これにより測定し，面積平均径から幾何形状の比表面積を算出に接触していた機器類が廃棄物となるまでには常温となる．

した．さらに，金属試料の表面状態を走査型電子顕微鏡

このため，上記のように室温（25±5℃）での試験を標準（SEM, 日本電子製 JAX-8800M）にて観察した．

条件としたが，参考までに，約 7 日間に亘り試験液を 100℃とする試験を行った（夜間は停止．煮沸時間は累計 40 時

3 結果と考察間）．試験液のろ過は，加熱停止後，数時間以内に室温下で行った．

3.1 付着係数の評価
付着経路①の付着係数 K [m3/m2]を評価するための計算

2.2 金属試料の調製方法について述べる[13]．K は式(1)で定義される．
CS
(1)
K
Cl

2.2.1 金属の種類
金属試料の材質は，原子力発電所内で使用される 1 次冷却材が接触する機器類の大半を占める SUS とし，参考とし

K
Csて，BWR の一部の機器類（主に復水系）で使用されている炭素鋼も対象とした．

Cl

SUS は，原子力発電所で広範囲に用いられているオース
テナイト系 SUS304 で代表した．最近は SUS316L（SUS304: 付着係数 [m3/m2]: 金属試料の単位面積当たりの Cl-36 放射能量
[Bq/m2]: 試験液の Cl-36 放射能濃度 [Bq/m3]

試験液とブランク液の濃度差から，式(2)により金属試料に対して微量成分である Ni を増量し，Mo を添加したもの）の単位面積当たりの Cl-36 放射能量を求めた．

が使用される部位が増加してきているが，主要な化学組成CS に大きな差異はない．また，炭素鋼は，JIS に準拠した粉体試料を入手できなかったため，試験用試薬として市販さ

CBL
V
A
G

れている炭素含有率が 0.6％，粒度が 80～200 メッシュ（74～177μm）の粉体試料（三栄化工㈱）を入手した．
2.2.2 金属試料の形状
付着係数の測定精度を高めるためには，金属試料の表面(CBL  Cl )VAG(2): ブランク液の Cl-36 放射能濃度 [Bq/m3]: 試験液量 [m3]
: 金属試料の比表面積 [m2/kg]: 金属試料質量 [kg]

試験液とブランク液の濃度差に対する定量下限値は式積が大きい粉体試料を用いることが望ましい．そこで，粉(3)から求めた．

体試料を入手し，篩を用いて 100 メッシュ（150μm）以下に調整した．ただし，実際の固体状廃棄物の形状は板状に近いため，予察試験として板状および球状の金属試料

CBL l  {(CBL )2  (Cl )2}（SUS）で試験を実施した．この予察試験は Table 1 の標準

ΔCBL-l : 試験液とブランク液の濃度差に対する定量下限

条件と同じとし，板については，溶液量 1×10-4 m3，金属-2-4

値 [Bq/m3]
ΔC BL : ブランク液測定時の不確かさ [Bq/m3]
ΔCl : 試験液測定時の不確かさ [Bq/m3]3

試料重量 7.7×10 kg，球体については，溶液量 1×10 m ，
金属試料重量 4.2×10-2 kg とした．
55

(3)

December 2015

原子力バックエンド研究
上記の不確かさは式(4)および式(5)から求められる．

素鋼は 5.9 から 10.6 に大きく増加していることから，炭素CBL  {(DBL )  (QBL )  (VBL ) }  CBL(4)

鋼の方がより腐食し易く，
試験液中の水の還元反応に伴い，

Cl  {(Dl )2  (Ql )2  (Vl )2}  Cl

(5)

2

2

2

pH を高めていると考えられ，浸漬中に炭素鋼の方がより多く酸化腐食して表面が変質し，比表面積が増加したものと推察される．

ΔDBL : ブランク液の放射能測定値の不確かさと測定値との割合 [-]

ΔVBL
ΔDl
ΔQl
ΔVl

補正の不確かさと測定値との割合 [-]: ブランク液の分取時の不確かさと測定値との割合 [-]: 試験液の放射能測定値の不確かさと測定値との割合 [-]: 試験液の放射能測定におけるクエンチング補正の不確かさと測定値との割合 [-]: 試験液の分取時の不確かさと測定値との割合
[-]

標
準

①

また，付着係数の測定結果の不確かさは式(6)から求めた．

ΔA
ΔG

酸
処

2


 CBL l 
222K  
  (V )  (A)  (G )   K (6) CBL  Cl 




ΔK
ΔV

SEM 画像外観

ΔQBL : ブランク液の放射能測定におけるクエンチング

理: 付着係数の測定結果の不確かさ [m3/m2]: 試験液添加時の計量の不確かさと測定値との割合 [-]: 金属試料の比表面積の測定における不確かさと測定値との割合 [-]: 金属試料添加時の計量の不確かさと測定値との割合 [-]②
熱処
理A
Fig. 3 Photos of samples after surface treatment.
Table 2 Measured specific surface area of metal samples.

3.2 金属試料の状態

試料の
比表面積
[m2/kg]Fig. 3 に前処理後の金属試料（SUS）の外観写真（白黒）と SEM 画像（2,000 倍）を示す．酸処理した試料は表面が比表面積の測定・算定方法

やや赤みを帯びて変色し，表面に Fe2O3 が生成したと考えられる．一方，熱処理した試料は表面が黒味を帯びて変色

備考

SUS

炭素鋼

102

1310

分子レベルでの試料表面の凸凹を含む．

したため，表面に Fe3O4 等が生成したと推察され，両者の酸化鉄の化学状態は異なるものと考えられる．SEM 画像に

BET 法

おいて，酸処理した試料では酸化膜の溶解により生じたと考えられる金属表面のくぼみが見られ，熱処理した試料では，酸化物の析出と考えられる表面状態の変化が観察された．
浸漬試験に用いた前処理をしていない粉体金属試料の比
表面積の測定値または算定値を Table 2 に示す．本検討では，試料表面の分子レベルの凹凸を考慮して付着係数を検討するため，BET 法により求めた浸漬後の比表面積を用いて評(参考 1) 粒径分
布測定装置で測定した平均粒径
から算定

18.4

12.0

分子レベルの表
面凹凸を考慮しない幾何形状に相当．

(参考 2) 粒径調
整用の篩のメッ
シュから算定5.04

3.08

篩を通過する最大粒径の粉体の幾何形状に相当．

価した．これらの値は粒径分布測定や篩のメッシュサイズ
Table 3 BET specific surface area of metal samples.

から算定した値より大きいことがわかった．

比表面積[m2/kg]

金属試料

比表面積の比較結果を Table 3 に示す．SUS の比表面積

材質

は浸漬後に 10〜20%程度増加した．なお，熱処理 A は浸漬

前処理

浸漬前

浸漬後

後の試料量を十分確保できなかったため，浸漬前の比表面

SUS

なし

92.3

102

積を用いて付着係数を評価した．比表面積を低く見積もる

SUS

酸処理

431

440

ことは，付着係数を大きく見積もることになるため，工学

SUS

熱処理 A

347

3471)

的にはより保守的な方法である．

SUS

2)

熱処理 B

98.6

125

炭素鋼

なし

188

1310

一方，炭素鋼の比表面積を浸漬前後で比較すると，5 倍1) 未測定のため，浸漬前の値を用いた．
2) 熱処理 A と同じ熱処理を行ったが，浸漬前の比表面積の差が大きいことから金属試料を A と B と区別し，両者の付着係数を測定した．

程度増加した．ここで，Table 1 の試験前後の pH を比較す
ると，SUS は 5.9 から 6.7～6.9 で微増であるのに対し，炭56

Vol.xx No.x

放射性固体廃棄物となるステンレス鋼等における Cl-36 の付着係数評価

3.3 予察試験結果

1E-4

色抜きは定量下限未満 1)

予察試験として，板状の SUS 試料で付着係数の試験を行
Cl-36 付着係数 [m3/m2]

った．その結果，比表面積が小さい板状金属試料への Cl-36の付着量がきわめて少ないため，ブランク液と試験液の濃度差の不確かさ（上記式(6)の右辺第 1 項）が大きくなり，
濃度の変化を有意に観測することが難しく（試験液の濃度がブランク液の濃度より小さくなった），式(6)から求めた
-4

3

2

付着係数の定量下限値は 1×10 m /m 程度となった．
試料形状を比表面積がより大きい球状試料にして，試験

1E-5

pH=6.4～6.8

標準条件

1E-6

純水

2)

1E-7
1E-8

を行ったところ，ブランク液と試験液の濃度差の不確かさ
1E-9は減少したが，球状試料を試験液に十分に浸すための試験

1E-4

液量が多くなり，固液比が小さくなったため，結果として液の固液比は 2×103 kg/m3 とした）で，試料の表面積／溶
5

2

1E+0

1E+1

1E+2

1E+3

solution at pH 6.4-6.8.

さらに，比表面積の大きい粉体とすること（試料と試験
3

1E-1Fig. 4 Dependence of chloride ion concentration in the

った．

2

1E-2

塩化物イオン濃度 [g/m3]

付着係数の定量下限値は 1×10-4 m3/m2 程度と変わらなか

2

1E-3

1) 付着係数が定量下限未満のものは実測値を色抜きのプロッ
トで示す．下矢印は付着係数が定量下限未満であることを表す．
（これ以降の Fig.も同様の表記とする）．
2) 標準条件より塩化物イオン濃度が低いデータは，Cl-36 の RI
トレーサ濃度を 1/10 にして取得したものである．

3

液の液量が板の場合の約 1×10 m /m から，
約 2×10 m /m

（BET 法で測定した比表面積とした場合．幾何形状の比表
面積とする場合は，この約 1/5 となる（Table 2））に増加し，
式(6)から求めた付着係数の定量下限値は 1×10-7 m3/m2 程度まで低下できることがわかった．このため，本試験では

1E-4

色抜きは定量下限未満

Cl-36 付着係数[m3/m2]

粉体状の試料を用いることとした．
3.4 付着係数の液性依存性
3.4.1 塩化物イオン濃度の影響
SUS 試料の付着係数に対する試験液の塩化物イオン濃度
依存性の試験結果を Fig. 4 に示す．本試験条件では，塩化物イオン濃度の変化による付着係数への影響は有意に観測されなかった．これは，金属試料の単位面積当たりの塩化物イオン吸着量が試験液中の塩化物イオン濃度に比例して

1E-5

標準条件

1E-6

初期の pH 調整 3.0～11.9（H2SO4 または NaOH 添加）

純水
1E-7
1E-8

1E-9

増加したことを意味しており，塩化物イオンが固相表面で5吸着平衡にあると考えられる[14, 15]．

試験終了後の pH
Fig. 5 Dependence of pH value of solutions.

標準条件として想定した SUS に対する純水での試験は，

6

7

8

9

10

11

12

実施時期等を変えて 4 回実施したが，そのうち 1 回は定量

が定量下限未満となり，中性 pH での値より増加しなかっ下限未満となり，得られた値は定量下限に近い．また，こた．これは，アルカリ性領域で溶液中の水酸化物イオン濃れまでの評価[8]では，Cl-36 の付着係数は，同じようにイ度が高く，塩化物イオンと試料表面において競合しているオンとして存在する Cs-137 の付着係数の文献値で代用さためと推察される．

れてきた．この値は幾何形状の比表面積（Table 2 の参考 1

3.4.3 その他の影響と同様の方法）をもとに計算したものに相当すると考えら

a) 試験液に硫酸ナトリウムまたはホウ酸ナトリウムをれ，標準条件での Cl-36 の付着係数を幾何形状の比表面積添加した結果，ブランク液と試験液の濃度に有意な差はなで計算して比較すると，Cs-137 の付着係数に比べて 2 桁程

く，付着係数は定量下限値（3×10-8 m3/m2）未満であった．

度小さい値となる．

水酸化物イオンと同様，陰イオンである硫酸イオンおよび3.4.2 試験液の pH の影響

ホウ酸イオンが存在すると，試料表面で塩化物イオンとの試験液の pH 依存性に関する試験結果を Fig. 5 に示す．

競合が起きるものと考えられる．

浸漬初期の pH が 3.0～11.9 の範囲になるよう硫酸溶液またb) 浸漬期間中，試験液を 100℃で加熱した結果，ブランは水酸化ナトリウム溶液により調整したが，浸漬後の試験

ク液と試験液の濃度に有意な差はなく，付着係数は定量下液の pH は 6.2～10.6 となった（Table 1）．pH の酸性から中限値（3×10-8 m3/m2）未満となった．すなわち，浸漬温度性側へのシフトは，浸漬中で SUS が腐食する際，試験液中が一時的に 100℃になった場合でも，室温での付着係数よの水が還元されたことに起因すると考えられる[16]．

り有意に上昇することはなかった．

Fig. 5 に示すように Cl-36 の付着係数は，
狭い pH 範囲(6.2～7.3)ではあるが，pH 依存性が見られなかった．また，発3.5 金属試料の表面状態と材質の影響

電所での管理上限(pH 10.5)に近い pH 10.6 では，付着係数

金属試料表面の酸化処理の有無および，SUS と炭素鋼の57

December 2015

原子力バックエンド研究
材質の違いに関する試験結果を Fig. 6 に示す．酸処理後のを行った．この結果，BET 法で測定した表面積から求め

SUS の試料は，BET 法で測定した比表面積が未処理の場合

た付着係数としては，金属試料の表面状態（酸化処理のと比較して 4 倍程度増加した（Table 3）が，この比表面積有無）および材質に依らず，大きな違いがないことを確から求めた付着係数に有意な変化は見られなかった．

認した．

また熱処理後，比表面積が 3.5 倍程度増加した SUS の試③液相条件（塩化物イオン濃度，pH，塩濃度）について，料（A）と，ほとんど増加しなかった SUS の試料（B）の原子力発電所の 1 次冷却材に想定される条件より保守的付着係数には，有意な差異は見られなかった．

に設定した場合（塩化物イオン濃度: 1×102 g/m3，pH: 10.5，

炭素鋼の粉体試料において，標準条件（純水，室温）に硫酸ナトリウム濃度:2.5×105 g/m3，ホウ酸ナトリウム:て試験を実施した．前述のように，BET 法で測定した比表

ホウ素濃度 2.5×104 g/m3）においても，付着係数の増加

面積は浸漬前後で 5 倍程度比表面積が増加した（Table 3）は見られなかった．

が，浸漬後の比表面積から求めた SUS と炭素鋼の付着係数

以上の結果，Fig. 1 の付着経路①に係る Cl-36 の付着係数に顕著な差は観測されなかった．なお，試験中に比表面積を直接評価することができた．本検討で考慮した溶液条件が増加したが，付着係数は浸漬後の濃度から求めるので，

であれば，SUS および炭素鋼の金属材料に対して，BET 法

比表面積も浸漬後のものを使用した．

で測定した分子レベルの表面積から求めた Cl-36 付着係数，

以上の結果から，金属試料の表面の酸化状態および金属

約 1×10-7 m3/m2 を適用することができると考えられる．こ

試料の材質が，Cl-36 付着係数に大きな変動はなく，BET

れに，分子レベルの比表面積と幾何形状の比表面積の比を法で測定した金属試料の分子レベルの表面積の大きさで規乗じることにより，幾何形状の表面積当たりの付着係数が格化できると考えられる．これは，塩化物イオンが金属試求められ，これを用いて原子力発電所の固体状廃棄物の評料に付着する際の付着係数は，金属試料の化学的な状態に価を行うことができるものと期待される．固体状廃棄物と依存せず，分子レベルの表面積にのみ依存している物理的なる金属配管は，粉体試料に比べて幾何形状が単純で，平な吸着平衡になっている[15]と考えると矛盾しない．

滑度が優れているので，金属配管の分子レベルの比表面積と幾何形状の比表面積の比は，粉体試料の比より小さくな

1E-4

ると考えられる．したがって，本検討の粉体試料で求めた

Cl-36 付着係数[m3/m2]

色抜きは定量下限未満

分子レベルの比表面積と粒径分布測定装置から求めた幾何

1E-5

標準条件
pH=5.8

酸化処理
pH=6.7～6.8

炭素鋼
pH=10.1

形状の比表面積の比（Table 2）を用いることでも，保守的な評価を行うことができると考えられる．

1E-6

参考文献

1E-7

[1]

1E-8

1E-9

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SUS
炭素鋼
SUS
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本検討は，埋設施設における Cl-36 の被ばく線量評価を

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クリートの塩化物イオン拡散係数の比較. 土木学会行うために，一般的な分析では確認できないほど小さい固第 60 回年次学術講演会 5-190 (2005).

体状廃棄物の Cl-36 の放射能量を把握するため，Cl-36 の金[5]

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属試料への付着係数を試験的に求めることを目的として実料に対する核種の収着データベースの整備（研究報施した．本検討から，以下のことが示された．

告）. JNC TN8400 2001-029 (2002).

①比表面積が小さい板状の金属試料を用いた場合，Cl-36[6]

一般社団法人日本原子力学会: 日本原子力学会標準の付着係数の値はきわめて小さく，試験的に求めること

ピット処分およびトレンチ処分対象廃棄物の放射能は困難であった．そこで粉体の金属試料を用いることよ

濃度決定に関する基本手順:2011. AESJ-SC-F022:2011

り，定量下限値として 1×10-7m3/m2 程度となる Cl-36 の(2012).

付着係数を求めることに成功した．

[7]

脇寿一

他: ピット処分対象低レベル放射性固体廃②原子力発電所では 1 次冷却材に接触する機器類が過度に棄物における Cl-36 放射能濃度に関する検討 (3)低レ

腐食しないように管理して運転されているが，ここでは，

ベル放射性固体廃棄物の Cl-36 放射能濃度の評価. 日

影響を調べるため，原子力発電所では想定されない条件

本原子力学会 2013 年秋の大会，八戸，9 月 3～5 日，

で，過度の酸処理と熱処理で作製した試料を用いて試験

O27 (2013).
58

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59

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