中低放廢液

中低放廢液是指輻射濃度大於濃度大於3．7×10² Bq/L，小於或等於3．7×10⁷Bq/L的廢液。核電站的運行、維護和退役過程中均會產生大量的放射性廢水。正常運行的核反應堆每年產生的放射性廢液一般為幾千立方米，而事故工況下的核反應堆則會產生數倍的放射性廢液，並且廢液的組分和危害程度都會隨之變化，放射性廢液也會加劇事故程度，造成更大的危害。中低濃度放射性廢液占總廢液體積的 97%以上，進行研究如何處理中低放廢水，尋求安全、高效、經濟、便捷的處理途徑很有必要。

基本介紹

• 中文名：中低放廢液
• 外文名：Low and medium put waste liquid
• 特點：放射性
• 類型：液態放射性廢物
• 領域：能源
• 學科：核化學

概念

核電站的運行、維護和退役過程中均會產生大量的放射性廢水。正常運行的核反應堆每年產生的放射性廢液一般為幾千立方米，而事故工況下的核反應堆則會產生數倍的放射性廢液，並且廢液的組分和危害程度都會隨之變化，放射性廢液也會加劇事故程度，造成更大的危害。為了有效處理反射性廢液，需要了解其特點和廢物的物理和化學特性。

分類

為對放射性廢液更好的進行處理處置，對廢液進行分類是很有必要的。目前國際上公認的分類方法是基於放射性廢液的半衰期長短和活度水平。主要可分為低放廢物、中低放廢物和高放廢物。中低濃度放射性廢液占總廢液體積的 97%以上，而起所占活度百分比為 5%。進行研究如何處理中低放廢水，尋求安全、高效、經濟、便捷的處理途徑很有必要。

原子能工業的生產、維修和處置帶來放射性廢水。依據濃度，LRW 可以分為低含鹽量的(鹽的含量不超過20mg/L)和高含鹽量的(含鹽量高於20mg/L)。根據放射性活度值的大小，LRW 又可分為：

第1級(弱放廢液)：濃度大於DIC公眾，小於或等於3．7×10² Bq/L。

第II級(低放廢液)：濃度大於3．7×10² Bq/L，小於或等於3．7×10⁵Bq/L。

第III級(中放廢液)：濃度大於3．7×10⁵ Bq/L，小於或等於3．7×10⁷Bq/L。

第Ⅳ 級(高放廢液)：濃度大於3．7×10⁷Bq/L。

其中活度值低於DIC公眾(公眾導出食人濃度)時通常不處理就直接排放，將被水稀釋到可以接受的限定活度之下。其他幾種廢液排放前需要進行處理。

源項

不同的堆型產生的放射性廢液，在數量以及性質上都有很大的差別。目前，全球運行的核電站中，主流堆型是壓水堆，約占 60%，其次是沸水堆，約占 20%，重水堆約占10%，還有少量的石墨水冷堆和快堆。由於我國在運行的堆型主要為壓水堆，本文側重與研究壓水堆放射性廢液的來源。核電廠放射性廢水類型通常可分為工藝廢水、化學廢水、去污廢水、地面排水洗滌廢水、和其他廢水等。

當一迴路的主設備進行排空時，產生的廢水中通常含有溶解鹽和較高的比活度。正常情況下廢水中的比活度為10⁵~10⁶Bq/kg，而當堆芯燃料元件包殼的密封性遭到破壞時，比活度高達 10⁸~10⁹Bq/kg，排放水中腐蝕產物的含量很低。在反應堆運行和檢修的過程中，由於種種原因總要排出一部分冷卻劑。蒸汽發生器排空時，排放的廢水中的主要雜質是腐蝕產物和溶解鹽，且放射性活度很低。輔助設備的排放水放射性比活度較低，一般在 10~10³Bq/kg 範圍內，主要雜質是腐蝕產物和化學添加劑。二迴路蒸汽發生器中蒸汽的放射性活度，和反應堆的一迴路內的冷卻劑泄漏到蒸汽發生器的多少有直接關係。當蒸汽發生器處於高嚴密狀態時，蒸汽的比活度不超過 3×10^-2Bq/kg。

核燃料貯存池廢水排空的廢水活度一般為10⁸~10⁵Bq/kg，主要雜質是活化腐蝕產物。在核電站運行過程中，由於管道法蘭接頭、設備填料不嚴密，導致冷卻劑泄漏到生產現場，從而污染了生產現場的環境，這種廢水稱為泄漏水。其比活度與冷卻劑有直接關係，泄漏水的體積每年高達幾十萬立方米。

由於清洗設備和某些部件，而產生的放射性廢液稱為清洗廢液。由於沖洗地面和牆壁的過程中產生的放射性廢水，稱為沖洗廢水。其比活度變化範圍很大，其中含有的雜質與被污染的設備有很大關係。專用洗滌水是指在清洗專用品時產生的廢水，溶液中一般都含有大量的洗滌劑。這類廢水的放射性主要來自生產車間設備表面的反射性和空氣中的核素，正常情況下，其比活度很低，一般不超過排放允許值；在反應堆檢修期間，產生的專用洗滌水比活度可高達 10⁸Bq/kg。離子交換裝置失效後需進行再生，再生過程複雜，再生過程中產生的廢液比活度平均在 10⁶Bq/kg 左右。

可以看出核電站放射性廢水的組分十分複雜，比活度和雜質含量變化的幅度較大，而且這種變化與核電站管理水平、核設施以及水化學工況等有關。因此，安全、經濟、高效的處理處置核電站放射性廢液對核電站環境問題有著重要意義，同時對核電的安全性也有重大影響。

組分

大亞灣廢液中非³H 核素成分以^110mAg，⁶⁰Co，⁵⁸Co 為主，分別占總排放量的 36%，37%和 8%。嶺澳核島廢液中，非³H 核素成分以^110mAg，⁶⁰Co，⁵⁸Co 為主，分別占總排放量的 40%，23%，16%。可以看出核電廠排放的放射性廢水中，⁵⁸Co、⁶⁰Co 占的比重近 50%，特別是⁶⁰Co 高達 37%。因此，壓水堆核電站的放射性廢水中⁶⁰Co 和⁵⁸Co 是主要的輻射源。

處理方法

處理放射性廢水的實質是通過各種方法減小廢水體積，降低處理後廢水的放射性核素濃度。目前常用的放射性廢水處理方法從根本上可以劃分為物理、生物和化學方法。對於中低水平放射性廢物，需要通過處理方法使其體積減小，對這些壓縮物進行處置貯存，而剩餘的小於排放限值的處理廢液則可排放到環境中進行稀釋、擴散。

稀釋排放

世界上許多有核國家,對經過處理的中、低水平放射性廢水,和不經處理的極低水平放射性廢水,採用排入江河或海洋的處置辦法,將放射性廢液充分混合而稀釋到允許水平以下,達到稀釋擴散的目的。美國漢福特工廠,英國溫茲凱爾工廠,法國阿格工廠,都向海洋排放放射性廢水,成為世界海洋的三大放射性污染源。美國薩瓦那河工廠往薩瓦那河,英國哈威爾研究所往泰晤士河,法國馬庫爾工廠往羅納河,都排入大量放射性廢水。有許多核電站設定在海邊和河口,把冷卻水排入海洋和河流。因放射性水平較低,近期還不會出現嚴重間題。但從長遠觀點看,由於排出放射性核素的長期積累,會導致水域的放射性本底增加,特別是由於水生生物對放射性核素具有很高的濃集作用,通過飲水和食物鏈的循環會給人類帶來嚴重危害。利用土壤對放射性核素的吸附能力,可以將放射性廢液排入地面和地下,使其自行蒸發和滲透,這種處置辦法稱為土地排放,它與河流海洋排放相比,其放射性水平可以提高,但這種方法有污染地下水的危險,只能在人煙稀少的地區有控制地使用。

無論是河流海洋排放,還是土地排放,都會不斷地增加環境的放射性水平,造成環境污染,給人類帶米危害。因此這種方法今後必將會受到更加嚴格地限制。

化學沉澱法

化學沉澱法是核電站放射性廢液處理最常用的成熟方法，通過加入沉澱劑，使核電站放射性廢液中的放射性核素形成化學沉澱物，只須對沉澱物做進一步的處理處置即可，大大減小了放射性廢液的體積。鋁鹽、鐵鹽、蘇打等是化學沉澱法中最通用的幾種沉澱劑，而有些很難去除的核素如銫、碘等則需要加入特殊的化學沉澱劑才能產生沉澱。處理後的廢水往往所含的放射性小，體積大，化學沉澱法可作為蒸發法或者離子交換法的預處理工藝。

該方法最突出的特點就是簡單易行，費用低廉，套用範圍寬，並且這種方法目前在核電站放射性廢液處理方面技術比較成熟，也積累了豐富的經驗。使用不溶性澱粉黃原酸酯作為的沉澱劑，處理放射性廢水，結果表明去除效果好且適用於處理大多數的核素，放射性核素的可去率超過 90%。

離子交換法

離子交換法是指離子交換劑中離子與溶液中離子態核素相互交換，從而使廢液中的具有放射性的核素進入交換劑，達到核素的去除的一種方法。放射性溶液中的核素一般是離子形式，且基本上是陽離子。常用於放射性廢水的離子交換劑有離子交換樹脂和無機離子交換劑。目前在工業上常用有機合成樹脂作為離子交換劑，其去污係數相對無機離子交換劑高，一般可以達到10⁵左右。離子交換法的優點是去污淨化效果比較好，工藝容易實現自動化；缺點是僅適用於含鹽量低（<1g/L）和懸浮物含量少（<4mg/L）的體系。離子交換樹脂的交換能力可以再生，但再生過程會產生大量二次廢液，操作也比較麻煩。

蒸發法

蒸發法是利用核素的不揮發性，濃縮放射性廢液的體積的方法。放射性廢液和熱蒸汽在蒸發裝置中相互作用，放射性廢水受熱後，水分被蒸發掉，廢水體積縮小，而放射性核素主要留在濃縮物中。

蒸發濃縮法由於去污因子高、濃縮倍數大、處理過程簡單可靠，在核電站中套用比較廣泛。去污因子可達10⁴~10⁶。缺點是：不適用於處理含有揮發性的核素的放射性廢水；

由於其特殊的處理機理，需要在設計時考慮腐蝕和爆炸等事故工況；相對其他方法，運行期間消耗大量的熱，成本很高。

膜分離法

膜分離法的原理是利用物理原理，所謂物理原理就是根據要處理的物質的物理性質如體積、質量等進行物理篩分過濾，去除待處理物質。物理原理過程膜的性質如孔徑大小等不同，去除的速度和效率也不同。膜分離法特點有：在膜分離技術在分離物質過程中不涉及相變；膜分離法常溫下即可進行，可以處理不能在高溫中處理的放射性核素；膜分離技術科分離分子直徑很小的放射性核素；分離裝置簡單，操作方便，節能經濟，易於控制和維護。

膜分離技術耗能低、適用於範圍廣、可分離粒度很小的顆粒物質、裝置簡單，操作方便，控制與維護容易。

水泥固化法

在美國己經運行的核電站中,絕大部分中低放廢液均採用水泥固化,這種固化方法既用於泥漿殘渣,也用於樹脂廢物的固化。薩凡納河工廠〔sRP)將低水平放射性廢物粒化高爐礦渣和水泥混合製成一種澆注漿體,然後把這種漿體通過高壓泵打入鋼筋混凝土容器中,凝固後成為一種鹽石固化體。

生物吸附劑技術

套用生物吸附劑技術處理核廢液具有一系列的優越性:

(1)強選擇性吸附能力

在生物吸附劑基質材料的基礎上,經改型後獲得的不同型號吸附劑產品可分別用於吸附Cs、Sr、U、PuAm等核素,且都具有很強的選擇性吸附能力,均獲得良好的吸附效果。只是在套用中,對於不同型號的吸附劑需選定相應的最佳吸附條件。

(2)減容效果好

生物吸附劑基材的灰分含量僅為1%。在正常用於處理核廢液的條件下,吸附劑的消耗量小於1 g/L。與傳統用於處理核廢液的方法相比,該項技術的套用將獲得極好的減容效果。例如:按傳統水泥固化法處理1 m3核廢液將獲得約1.4 m³的水泥固化體,套用吸附技術處理1m³核廢液(按吸中Cs、Sr兩種核素的要求),僅需1.4 kg吸附劑,最終對飽和吸附了兩種核素的吸附劑進行水泥固化後,僅獲4 L體積的固化體。

(3)經濟效益顯著

基於生物吸附劑技術的強減容效果,處理核廢液後的固化體與傳統方法相比,其體積僅約為後者的1/200。而後續儲存、運輸和處置費用在相當程度上將取決於這些水泥固化體的體積。處理核廢液後的固化體體積越小,越節省後續儲存、處置經費。

估算對套用吸附技術產生的固化體的後續儲存、運輸、處置費用相當於或少於10%的水泥固化法所需的後續相應費用。此外,生物吸附劑取材於高擔子菌,後者可廣泛人工培植,而菌類生長速度快,故物源豐富。在製作生物吸附劑的過程中也不產生污染環境的產物。在此意義上,它屬於一種綠色產品,且成本低廉。