核电厂放射性废液、固废的处理与处置

杨静远; 姚晓琦; 叶沥; 靳海睿; 王毅

doi:10.7536/PC20250108

化学进展 ›› 2025, Vol. 37 ›› Issue (9) :1373-1383 DOI: 10.7536/PC20250108

综述与评论

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核电厂放射性废液、固废的处理与处置

杨静远 ¹^,² ,
姚晓琦 ¹ ,
叶沥 ³ ,
靳海睿 ³ ,
王毅 ¹^,^*

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The Treatment and Disposal of Radioactive Liquid Waste and Solid Waste in Nuclear Power Plants

Yang Jingyuan ¹^,² ,
Yao Xiaoqi ¹ ,
Ye Li ³ ,
Jin Hairui ³ ,
Wang Yi ¹^,^*

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摘要

核能在我国能源利用的占比逐渐提升，随之带来了一系列困难和挑战。核电厂在运行中会产生大量的放射性废液和固废，如何有效地处理与处置也成为研究重点。对于放射性废液，国内目前的主要处理工艺是离子交换和桶内蒸发干燥。另外，化学沉淀法、膜技术和其他一些新兴技术联合处理也是目前的研究方向。对于固体废物，放射性离子与其结合紧密，难以有效地清洁解控。所以国内目前都采用固化、压缩的方式进行处置。尤其是混合废树脂，产量大、放射性剂量高，且具有吸水性和弹性，目前国内主要采用热态超压工艺以提高减容比，然后包装后进行地质处置。

Abstract

The increasing proportion of nuclear energy in China’s energy resources has brought about a series of difficulties and challenges. Nuclear power plants generate a large amount of radioactive liquid and solid waste during operation， and how to effectively treat and dispose of them has become a research focus. For radioactive liquid waste， the current main treatment processes in China are ion exchange and barrel evaporation drying. In addition， chemical precipitation， membrane technology， and other emerging technologies are also the current research directions for combined treatment. For solid waste， radioactive ions are tightly bound to solid materials， making it difficult for decontamination and regulatory release. Currently， solidification and compression are used for disposal in China， especially for mixed waste resins， which have large output and high radiation dose， as well as water absorption and elasticity， the main method in China is to use hot state overpressure technology to improve the volume reduction ratio， and then package and dispose of it geologically.

Contents

1 Background

2 Treatment of radioactive liquid waste

2.1 Radioactive wastewater

2.2 Treatment methods of radioactive liquid waste

3 Disposal of radioactive solid waste

4 Summary

4.1 Treatment technologies for liquid waste

4.2 Disposal of solid waste

5 Prospect

5.1 Research directions for the treatment of radioactive liquid waste

5.2 Research directions for radioactive solid waste

Graphical abstract

关键词

放射性废液 / 放射性固废 / 放射性废物处理技术

Key words

radioactive waste liquid / radioactive solid waste / radioactive waste treatment technology

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杨静远, 姚晓琦, 叶沥, 靳海睿, 王毅. 核电厂放射性废液、固废的处理与处置[J]. 化学进展, 2025, 37(9): 1373-1383 DOI:10.7536/PC20250108

Yang Jingyuan, Yao Xiaoqi, Ye Li, Jin Hairui, Wang Yi. The Treatment and Disposal of Radioactive Liquid Waste and Solid Waste in Nuclear Power Plants[J]. Progress in Chemistry, 2025, 37(9): 1373-1383 DOI:10.7536/PC20250108

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1 引言

当前，我国是世界核能与核技术利用事业发展大国。截至2024年底，我国（不含台湾省）共有57台商业运行核电机组、30台在建核电机组，装机容量为5976万千瓦（额定装机容量）^[1]，在建和拟建核电反应堆数目均位居世界第一。相较于火电、水电、风电、光伏、潮汐、生物等发电形式，核电在生态环保、技术成熟性、国家自主可控性等方面具有较大优势，在经济性、电网稳定性、上下游产业带动性和国防科技贡献方面具有竞争优势。2024年1~12月全国累计发电量为94183.4亿千瓦时，其中火力发电量占比67.36%、水力发电量占比13.53%、风力发电量占比9.94%、核能发电量占比4.73%、太阳能及其他发电量占比4.44%^[1]。2024年累计核电机组运行发电量为4451.75亿千瓦时，比2023年同期上升了2.72%^[1]。相较于传统燃煤发电方式，核能发电产生的效益相当于节约燃烧标准煤12752.83万吨，减少33412.41万吨CO₂的排放，减少108.40万吨SO₂的排放，减少94.37万吨氮氧化合物的排放^[1]。在我国经济发展模式深层次调整，生态环境保护压力逐渐加大的大形势下，核电逐渐在能源结构调整中占据有利位置，在能源转型中具有较大发展空间。

放射性废物处置是人类社会的长期挑战，其与核事故并列为核能安全发展的两大制约因素，受到各国的广泛重视。我国在形成更为完善的核工业体系的过程中，放射性废物的产生不断增多，超预期贮存的放射性废物对安全、社会和环境问题日益突出。我国放射性废物管理采用分类管理原则，由生产者负责，并要求放射性废物的产生量和向环境的排放量遵循ALARA（辐射防护最优化）原则：对于高放废物，采用集中深地质处置；对于中放废物，采用中等深度地质处置；对于低放或极低放废物，进行近地表或地表填埋处置。放射性废物减量化，不仅有利于电厂降低废物处理处置成本，提高效益，也有利于保护现在和将来人类的健康与环境，不给后代造成过度的负担。

核电厂废物包产生量取决于其废物管理政策、固体废物处理工艺、机组大修策略、液态流出物排放控制值以及核电厂管理水平。根据《核设施放射性废物最小化核安全导则 HAD 401/08-2016》的数据，世界上主要利用核能的国家所使用的压水堆单个机组所产生的废物包年产生量的代表数据如表1所示。根据《乏燃料管理安全和放射性废物管理安全联合公约》第七次审议会议报告中的数据，截至2019年12月31日，核电厂已整备的放射性废物存量和清单见表2所示。堆型差异、管理水平差距以及相对落后的处理技术和工艺均是我国核电站废物包产量较大的因素。

目前，我国将50 m³作为单台机组废物包产量的目标推荐值。以当前运行和在建规模来计算，每台机组中低放废物年产量50 m³，预计至2025年，每年将产生3100 m³中低放废物，累计低放废物总量约10万m³。如果按有关机构预测的2035年全国核电总规模1.5亿kW推算，按照每年新建6台机组考虑，至2050年在运机组将达到128台，届时核电低放废物每年产生量会达到6300 m³，低放废物累计总量将接近17万m³^[2]。我国放射性废物的处置能力与核能发展不相匹配，如果该问题得不到妥善解决，将阻碍我国核能事业的可持续发展。

在秦山核电厂，大量的中低放废物得不到及时处置，超期贮存。废物暂存罐和钢桶都出现了不同程度的问题，已影响到正常储存和处理。核电厂内贮存废物的空间有限，废物储存空间不足时，只能停运^[3]。国外在放射性废物处置方面已经经历了几十年的发展，欧美等国已将很多技术付诸工程实践，但我国的工程工艺系统多采用比较传统和保守的技术。为了积极推进放射性废物最小化，降低废物处置费用，有必要针对我国核电厂放射性废物处理开展工艺优化研究工作。

2 放射性废液处理

2.1 放射性废水

核电厂的放射性废水的放射性来源于反应堆使用的核燃料。对于以水作冷却剂的反应堆，在运行过程中，冷却剂及包容冷却剂的系统设备和管道内会积累具有放射性的裂变产物（如⁹⁰Sr、¹³⁷Cs和¹³³Cs等）以及中子活化产物（如³H、¹⁴C、⁶⁰Co、⁶³Ni和^110mAg等）。反应堆内包容冷却剂的系统设备疏排水、泄漏水、取样水及去污水等含有一定量的这些辐射源项。不同γ放射性核素所释放的γ射线能量不同，高纯金属锗探头会灵敏捕捉这些能量信号转变为电信号。图1为废液通过高纯锗能谱仪所检测的γ谱图，横坐标代表γ射线能量强度，不同峰值的能力强度代表不同γ放射性核素，纵坐标能反映不同γ放射性核素所对应能量峰值的活度，能够表示所对应放射性核素的浓度。当这些水不再被复用时，即作为放射性废水被收集到核电厂放射性废水管理系统进行处理。处理后的废水还需进行放射性水平检测，对不满足排放限值要求的废水，则由废水处理系统重新处理至满足要求后再排放。

核电厂液态放射性流出物必须采用槽式排放方式，如果检测的活度浓度超过要求，必须批准后才能排放^[4]。核电站运行产生的放射性废液一般分为工艺排水、化学排水、地面排水、含洗涤剂排水和常规岛排水，各类废水特性、主要来源及预估产生量见表3。

2.2 放射性废液处理方式

2.2.1 离子交换法

离子交换法是指溶液中的离子同其他相（如固相离子交换材料）中的可交换离子（活性基团）进行置换或吸附的现象。利用离子交换材料对特定种类离子的高选择性吸附特性，被广泛用于去除溶液中以离子状态或胶体状态存在的放射性核素，达到净化废液的效果。离子交换法适用于处理较清洁（不溶物含量一般小于4 mg/L），且可溶物含量较低（含量一般小于1 g/L）的放射性液体。放射性液体的去污系数一般为10~100（单台离子交换床）。

离子交换技术在压水堆核电厂中常用于反应堆一回路补给水的制备、一回路冷却剂及燃料贮存池水的净化、化学添加物的浓度调节、蒸气发生器排污水的处理、放射性废液处理等。按照离子交换材料的基质，离子交换材料主要分为两大类：有机离子交换材料（如各种型号的离子交换树脂等）以及无机离子交换材料（如黏土矿物、沸石等）。压水堆核电厂含放射性液体处理常用的离子交换材料多为人工合成的、颗粒状有机离子交换树脂。

离子交换树脂在处理含盐量高的废液时，非放射性盐离子会占用较多的官能团，从而增加处理成本和降低处理效率。因此，离子交换法更适用于较低盐分的废液且通常需对待输入的液体进行预处理，用以保证离子交换树脂床的正常运行及尽可能延长其使用寿命。现在许多处理放射性废液的离子交换工艺主要是几种方法的组合，如絮凝-离子交换、絮凝-电渗析-离子交换、蒸馏-离子交换、反渗透-选择吸附、超滤-反渗透-电渗析等，组合工艺能获得高去污系数，且比较经济、合理^[5]。

2.2.2 蒸发干燥法

蒸发干燥是目前核电厂处理放射性废水主要的方法之一。在此过程中绝大多数放射性核素以结晶盐的形式存在。蒸发干燥法有很高的去污因子和去污率，对于高、中和低放射性废水均可处理。但也存在一些缺陷，该方法不适合处理含有挥发性核素的废水；将全部水分完全汽化导致热能消耗大，从而增加运行成本，且随着浓缩盐离子浓度变大，蒸气发生器易腐蚀和结垢，在高温下还存在爆炸等安全问题^[6]。由于蒸发干燥法在国内外核电站中应用较为广泛，针对蒸发干燥法缺陷的改进也取得了一些进展。邵延江等^[7]研究了pH、蒸发温度、Ca²⁺浓度、原液流速等因素对蒸发器结垢速率的影响，并开发了浸泡式酸性除垢法，取得了良好效果。李明等^[8]从改进蒸发器设计和工艺结构入手，将系统的去污因子提高到10⁵~10⁶的数量级。为了解决传统蒸发技术高耗能的缺点，利用地热和工业余热等廉价热源进行低温蒸发也是研究热点之一。过灵飞等^[9]自制填料塔式低温蒸发实验装置，当蒸发量为80.6 kg/h时，处理废水的减容比为4%，离子去除效率达到89.5%。张玮钰、金畅等^[10-11]利用疏水性微孔膜制作的气隙式膜蒸馏装置，对某总α活度浓度为868 Bq/L，总β活度浓度为5610 Bq/L的核工业实际低放废液处理，废水中微量的Sr²⁺和Cs⁺平均截留率均大于99.99%，去污因子可以达到10⁴量级以上，并且该方法对流速和温差敏感性较低。

2.2.3 化学沉淀法

化学沉淀法主要是添加化学试剂与废液中的放射性离子结合生成沉淀产物，使废液中的放射性核素转移到小体积的污泥中，达到净化废水的效果。影响化学沉淀效果的主要因素有：沉淀剂的选择、溶液pH值、温度、放射性离子的种类等。此外，沉淀剂的用量，必须与废水中放射性金属离子的种类和浓度相适应，才能得到良好的放射性废水净化效果。化学沉淀法简便、费用低廉、去除元素种类较广、技术和设备较成熟，经常用于净化去污要求不高的大体积废液以及作为膜处理的预处理技术。如果废水中有短寿命放射性核素，为了达到排放标准，需要加入大量的稳定同位素载体，从而导致沉淀产量大；此外，一些沉淀容易形成胶体而造成固液分离困难，需要加絮凝剂以减轻固液分离难度。据文献记载，美国开发了一种化学添加剂结合过滤和离子交换技术，推广至20多个核电厂使用，年处理265 000 m³，去污因子达到10⁴，1 m³介质可处理800~1000 m³废水^[12]。Luo等^[13]利用PCM（Pellet coprecipitation micro-filtration）机理提高了Sr-90沉淀形成的效率，当锶浓度为12.0 mg/L时，去污因子为577，沉淀物与液相分离容易，浓缩倍数为1958。方祥洪等^[14]研究了氯化铝、硫酸铁、磷酸铵以及这三种试剂的混合物对模拟核素Cs、Sr、Co的去除。结果表明，在pH值为8时，各沉淀剂对Co和Sr的去除效果均较好。

2.2.4 膜技术

放射性废水的膜处理技术主要有微滤、超滤、纳滤和反渗透。微滤主要处理受放射性污染的地下水，膜孔径与分离尺寸范围在0.1~1 μm。超滤可以去除蛋白质和较小的胶体，但不能截留离子，膜孔径与分离尺寸范围在0.01~0.1 μm。纳滤可以截留小分子物质和高价离子，而允许一价离子和水分子通过，膜孔径与分离尺寸范围在0.001~0.01 μm。在核电厂中，往往利用纳滤技术进行硼酸的回收。反渗透技术有较高的去污效率和较小的二次废物产生量，常用于海水淡化和核岛地面排水、反应堆停堆检修废水、废树脂冲洗水等废水的处理。据文献，反渗透膜对Co-60、Co-58的平均去污因子在150左右，对Sb-125的去污因子平均达到1000，对Cs-134和Cs-137的去污因子在10左右，反渗透膜分离技术在经济和操作上有很大的优势^[15-16]。魏新渝等^[17]综述了反渗透膜在国内外核设施放射性废水处理过程中的应用，分析了将当前商用的反渗透设计评价模型应用于水中痕量放射性核素去除的可行性，并建议应对Ag-110m和Mn-54及其化合物的去除效果、反渗透膜去除水中痕量放射性核素机理以及核素浓度与膜面积的关联评价模型等内容进行分析研究。

2.2.5 新技术及联合处理技术

随着核工业的发展，新型核燃料和核设备不断得到应用，废液中污染物变得越来越复杂，难降解物质越来越多，处理难度越来越大。核电厂的放射性废物处理工艺也在不断升级，如氧化处理、微生物法等新技术以及多种工艺的组合技术已经成为未来技术的拓展方向。核电厂一般同时采用多种废水处理技术以针对性处理不同化学特性的放射性废水。

（1）吸附法

吸附法具有能耗低、操作简单、效率高等特点。一些研究表明碳基纳米材料、硅基吸附材料、MOFs材料和COFs材料等对放射性核素具有良好的吸附性能。氧化石墨烯具有结构独特、表面活性基团多、稳定性高等特点，在环境修复中受到广泛关注。刘红娟、Li等^[18-19]对多种氧化石墨烯及其复合材料对放射性核素的吸附性能进行了对比研究，发现这些材料的放射性核素的吸附能力最大可达718 mg/g，溶液pH值、反应温度、溶液离子强度和吸附时间都会对吸附性能造成影响。于静等^[20]的研究结果表明，硅胶、介孔硅等因为其空隙多、比表面积大、表面基团单一，可以作为无机吸附剂的基质材料；化学活性高的碳纳米管和石墨烯等材料减容效果较好，但本身的化学毒性带来了额外的环境污染^[21]。MOFs材料和COFs材料是近些年新型结晶多孔材料的代表方向，也是膜分离领域的理想候选材料^[22]。过去几年中，许多研究的重点是利用MOFs材料对金属离子分离吸附^[23]。MOFs材料由于可选择控制的孔隙大小和特定官能团作用，大大提高了对放射性金属离子的选择和吸附能力^[24-26]。COFs材料由C、O、N、B等有机轻元素，通过可逆聚合和不可逆的互变异构化反应，形成二维、三维的有机晶体多孔聚合物^[27]。其稳定结构、高表面积和可控的孔隙大小等特点使其在强酸、强辐照等情况下也高效处理放射性废液^[28]。目前国内外在用其处理含铀等放射性核素方面取得了较多成果^[29-31]。

（2）生物法

微藻吸附技术是近年来放射性废水处理领域的研究热点。微藻吸附关键是吸附效果好的优势藻种的筛选和微藻细胞的回收处理。Kalin等^[32]对23种不同藻种的U（Ⅵ）吸附能力进行了研究，发现吸附容量在100~600 mg/g之间的藻种有13株，占总数的56.5%。李鑫等^[33]针对11株备选藻种进行了优势藻种筛选工作，发现栅藻LX1对铀的吸附容量最大，为40.7 mg/g，其次是普通小球藻，生长进入稳定期后的沉降性能较好，沉降率为45.3%。姜筝等^[34]研究发现面包酵母菌和大肠杆菌细胞壁上的氨基、羟基、羧基等基团参与了对I^-的化学吸附过程，吸附量的理论最大值分别为120.7和37.2 μmol/g。由于放射性会对生物的遗传物质诱发强烈的突变，由此可能对生态系统造成意料不到的后果，这是发展生物净化放射性污染物技术面临的问题。

（3）联合处理

随着新技术的不断成熟，针对放射性废液的特征来选取多种技术组合处理的方式往往会提高综合效率，在经济性和有效性上也有较好提升，在这方面的研究基本可分为三类。第一类是沉淀、吸附和膜技术的组合。美国在沉淀过滤、膜技术和离子交换组合应用上逐渐形成了一整套处理流程并已经在多个核电厂应用^[35-36]。任萌和Dulama等^[37-38]在文献中提到向废液中加入一定的絮凝剂使其絮凝沉淀，沉淀后的废液通过超滤膜去除其中的悬浮物，最终超滤液再进行无机吸附剂进行吸附作用，放射性废液中的放射性比活度从2.18×10⁴降至0.29 Bq/L。Wu等^[39]采用共沉淀和微滤联用的技术去除放射性废水中的锶，设计了水力旋转流动搅拌反应器与微滤过滤器联用，试验结果锶的净化系数可达到842~1000。中国核动力研究设计院放射化学研究室研究了超滤-反渗透（UF-RO）膜组合工艺处理低水平放射性废水的方法，结果表明，Cs⁺、Sr²⁺、Co²⁺、Ni²⁺、Fe³⁺的脱盐率均达到95%以上，去污效率可达到95.7%^[40]。第二类是有机处理和无机处理的组合。捷克应用技术大学核化学学院发表了通过光催化降解有机配体与吸附法结合去除放射性核素的联用技术的研究成果。其中吸附剂采用的是无机或者复合式吸附剂，光催化降解的有机配体主要有柠檬酸、草酸和乙二胺四乙酸（EDTA），紫外线照射非均相催化作用中的催化材料采用的是TiO₂^[41]。第三类是非传统技术的组合。法国原子能委员会针对放射性有机废液采用等离子热解-光氧化联合处理新技术。主要方法是将等离子炬浸没在废液中，将有机物裂解为小分子量的有机物碎片，再通过紫外光继续氧化降解，最终完全裂解为清洁的水和二氧化碳。结果表明，当热解温度约2700 K、喷嘴处气体流速达到400 m/s时，其降解率可达99.8%，整个过程不会产生烟尘和二次废液，处理工艺清洁高效^[42]。

3 放射性固废处置

在放射性废物处置过程中，废物体和废物包是限制放射性核素逸出的第一层屏障，直接影响废物的长期处置安全。《低、中水平放射性固体废物近地表处置安全规定》（GB9132-2018）对废物包的性能提出了原则性要求。放射性废物体包括水泥固化体、固定废物体，即拟进行近地表处置的放射性废物，应通过合理的工艺手段进行固化或固定处理，形成满足处置要求的废物体。废物体（包）的安全特性一般包括物理稳定性、化学稳定性、热稳定性、辐照稳定性和生物稳定性等^[43]。

目前国内核电厂普遍采用的放射性废液处理工艺是一回路废水采用过滤加离子交换，其他废水采用SRTF系统蒸发浓缩加水泥固化，放射性废液处理后都会产生一定数量的固体废物。不同堆型产生的固体放射性废物的源项和组成不尽相同，绝大多数核电厂均将浓缩液、废树脂、废滤芯、检修废物等按照其废物特性分别采用不同的方法进行处理。由于放射性离子与这些固体废物结合较紧密，部分离子通过渗透进入材料晶格内，或者使材料内部部分原子活化，如长期直接与放射性接触的不锈钢等内部会因活化产生⁶⁰Co、⁵⁸Co、⁶³Ni等放射性核素，且目前无法有效将其中的放射性核素完全分离出来。所以国内各核电厂目前几乎都采用固化、压缩两种方法将来处置固体废物。典型的处理工艺流程如图2所示。部分核电厂废液和固废处理方式如表4所示^[44-50]。

经调研并结合历史数据，统计了我国部分核电厂平均每台机组每年固废产生量，见表5。由于我国机组机型种类多样，寿期不同，在利用水平、减容措施和管理水平上有很大差异，各核电厂废物产生量差距较大。经过近几年的管理优化和先进堆型技术的普遍商用，我国各核电厂年度平均废物产生量已降至45 m³/堆年，其中技术废物占第一，约占53%；废树脂占比第二，约占26%；浓缩液固化体占比第三，约占13%，部分电厂平均预估固废产生量见表5，产生量占比见图3。

对于废树脂，目前先进的核电厂采用先将废树脂进行脱水干燥，再趁热超压，然后再将压缩饼灌浆固定的一种处理工艺，也就是热态超压技术。该技术将废树脂首先在锥形干燥器中进行脱水和干燥，干燥后的废树脂体积大约只有原废物体积的1/3，干燥后的废树脂和废过滤介质装入可压实桶，并在热状态下用超级压实机进行压实，再优选将数个压实饼装入一个200 L废物桶并用水泥浆固定，综合减容效果较好。国内的三门核电厂是首个采用此工艺的核电站，田湾核电厂在二期建设时引进该技术处理废树脂，但工艺略有不同。对于浓缩液，由于AP1000技术的改进，核岛产生的化学排水很少，在核岛没有设置蒸发器系统，其少量的化学排水送到专设的放射性废物处理中心（SRTF）或采用移动式处理设施处理，采用的工艺还是水泥固化。以三门核电站为例，其各类型放射性固体废物处理工艺示意图如图4所示。

4 总结

4.1 液体废物处理技术

综合上述，传统的液体废物处理方法主要是通过合适的方法将放射性物质从废水中分离出来，在选择方法时要综合考虑去污能力和运行费用，然后制定方案。液体废物处理技术总结见表6。

4.2 固体废物处置

放射性固体废物由于难以将附着的放射性离子有效的分离，采用分离放射性核素使其达到解控状态的工艺也将消耗巨大的财力和能源，还可能导致废物体积增加，所以各核电厂处理这些固体废物主要通过水泥固化和压缩的方式密封。为减少危害和可持续发展，根据其密封后的表面不同剂量放置在不同的处置深度。对于放射性废树脂，由于其材料有很强的吸水性和弹性，且放射性剂量高、产量较大，优选采用热态超压的方法来对其进行减容处置以减少资源浪费和提高安全性。

5 展望

5.1 放射性废液处理研究方向

对于核电站和核设施产生的放射性废液的处理，目前的研究热点之一是移动式处理设备及其配套技术，其次是氚的提取技术。放射性废液外排时对氚的浓度有明确的限制，对于轻水堆，年排放总量限制为≤7.5×10¹³ Bq，对于重水堆，年排放总量≤3.5×10¹⁴ Bq。对于日常排放，还要求排放口下游1 km处受纳水体中氚浓度不超过100 Bq/L。而氚是水分子被中子活化的产物，主要在核电厂反应堆一回路中产生。虽然不同的堆型中氚的产额不同，但总体上说，氚的浓度普遍比较高。如何将废水中氚的浓度降低，是放射性废水处理的一个难题。再次，一回路中Ag-110m的去除，也是目前核电厂急需解决的问题。反应堆的水回路由核级不锈钢焊接而成，焊接用的焊接剂中含有银，在反应堆中被中子活化生成Ag-110m。当浓度积累到一定程度时，容易生成沉淀而对水回路产生影响。因此，当Ag-110m累积到一定浓度时，必须进行适当的净化。一回路放射性计量高，放射性核素组成复杂，一回路的净化问题是核电站水处理的另一个难题。

5.2 放射性固废研究方向

国内目前对放射性固体废物也提出了一些处理思路，如焚烧法、化学解控法。焚烧法是将可燃放射性废物通过焚烧装置将其燃烧，使得大部分放射性离子以结晶盐的形式存在于焚烧后的渣中。此方法能够处理可燃的有机放射性废物，但对于水滤芯、混合废树脂、金属等不可燃放射性废物此方法不可行，且实际应用还有部分挑战，例如携带放射性离子的粉尘如何有效吸附、设备在高温运行下的安全性和持续性等。还需要进行一系列的相关研究和问题攻克。化学解控法利用化学试剂对固体废物的淋洗、浸泡，使得放射性离子进入溶液后使固体废物达到解控。但是此方法也存在较多挑战，比如嵌入晶格的放射性离子如何浸出，浸出率和成本等一系列问题。

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原文顺序 | 出版日期 | 本文引用

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