中低放废液的处理处置关键技术.docx

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中低放废液的处理处置关键技术

中低放废液解决处置技术

一．研究目与意义

当今世界,核科学技术发展已进入新阶段,同位素和核技术应用更加广泛进一步,核能发电已成为解决当前世界能源危机重要途径之一,诸多国家已将其列为重点发展能源。

核能开发和运用给人类带来巨大经济效益和社会效益同步，也产生了大量放射性废物,给人类生存环境带来了较大威胁。

因而,如何安全有效地处置放射性废物,使其最大限度地与生物圈隔离,已成为核工业、核科学面临日益迫切重要课题,是影响核能持续健康发展核心因素。

对放射性废物处置,人们以为最合理办法是一方面将放射性废物进行固化解决,然后将得到放射性废物固化体进行最后地质处置。

已经发展起来放射性废物固化解决办法有诸多,重要有水泥固化、沥青固化和塑料固化，玻璃固化以及人造岩石固化。

水泥固化具备固化体性能稳定、工艺操作简朴、成本低廉等优势，被广泛用于蒸残液、泥浆、废树脂等中、低放废物解决。

近年来，在水泥化学、新水泥系列、混合材、外加剂及混凝土用纤维等方面研究获得了许多进展，这些成果可直接或间接地指引放射性废物水泥固化研究和应用。

二．国内外研究进展

后解决厂重要产生高放废液、中放废液、低放废液和有机废液，必要对这些废液进行净化解决，达到排放原则后，再向环境排放。

①放射性废液应分类收集和监测，依照其特性选用最佳解决工艺。

②放射性废液在送往解决系统重要干管上应设立体积累积测量仪表，实时记录废液量，及早发现废液输送异常。

③设备清洗时采用合理去污工艺和去污剂，尽量减少去污废液产生量，并尽量使二次废液成分简朴，以便后续解决。

④较低放射性水平废液应采用蒸发、离子互换、超滤等技术进行解决，将放射性物质浓缩在较小体积里，减小需进一步解决废液体积。

⑤采用放射性物质包容性高、增容少废液固化技术，减少需处置固体废物体积。

⑥对于污有机溶剂，应进行回收复用，对不能复用污溶剂，应优先采用焚烧或湿法氧化等减容大技术进行解决。

各类放射性废液比活度、含盐量差别很大，解决办法也不同样。

核工业放射性工艺废液普通需要多级净化解决，低、中放废液惯用解决办法有絮凝沉淀、蒸发、离子互换（或吸附）和膜技术（如电渗析、反渗入、超滤膜）。

高放废液比活度高，普通只通过蒸发浓缩后贮存在双壁不锈钢贮槽中。

1.沉淀法

去污机理：

离子态核素通过加入另一种离子或化合物使之转变成不溶性或难溶性化合物沉淀来达到分离。

有沉淀、共沉淀或吸附作用。

离子浓度乘积不不大于浓度积，生成沉淀。

加入载体，发生共沉淀。

被吸附在别沉淀物或晶体表面，形成吸附共沉淀。

溶液中絮凝剂水解和缩聚反映生成线性构造聚合物，与胶粒或微小悬浮物吸附桥联，或者因胶体粒子双电层受压缩和电中和而凝聚。

影响因素：

加入试剂种类、浓度、用量、加入速度和方式、搅拌状况，废水离子浓度、温度和pH值等。

去污因子＜10

沉淀法评价：

絮凝沉淀工艺较多用于解决组分复杂低、中水平放射性废水，其办法简便，成本低廉。

在去除放射性物质同步，还去除悬浮物、胶体、常量盐，有机物和微生物等，普通与其她办法联用时作为预解决办法。

缺陷是放射性去除效率较低，普通为50％～70％。

产生污泥量较多，需要进一步解决。

2.蒸发浓缩法

工作原理：

加热把废液中大量水份汽化，将放射性物质浓缩、减少废液体积。

除少量易挥发性核素一起进入蒸汽和少量放射性核素被雾沫夹带出去外，绝大某些放射性核素被保存在蒸发浓缩物中，贮存等待进一步固化解决。

蒸发器类型：

釜式蒸发器、自然循环蒸发器（中央循环管式和外加热循环）、强制循环蒸发器、刮膜蒸发器等。

蒸发器问题：

结垢、腐蚀和发泡。

蒸发法评价：

较多用于高、中放废液，可解决含盐量高达200～300g/L各种废液。

解决能力大（0.5～6t/h），净化效率高（103～106），减容倍数大（几十倍至几百倍）。

蒸发法不适合解决具有易起泡物质（如某些有机物）和易挥发核素（如Ru，I）废水；蒸发耗能大，系统复杂、运营和维修规定高，解决费用较高。

3.离子互换法

工作原理：

借助离子互换剂上可互换离子（活性基因）和溶液中离子进行互换，选取性地去除溶液中以离子态存在放射性核素，使废液得到净化。

离子互换剂是不溶解固体物质。

当离子互换剂与某种电解质溶液接触时，这些离子可按化学计算当量值互换相似电荷其他离子。

离子互换是可逆反映，其反映通式可表达为：

R-H＋M＋＝R-M＋H＋

阳树脂＋阳离子＝饱和树脂＋互换离子

或R-OH＋N－＝R-N＋OH－

阴树脂＋阴离子＝饱和树脂＋互换离子

人工合成离子互换树脂：

互换正离子酸性阳离子树脂和互换负离子碱性阴离子树脂。

天然离子互换和吸附剂：

有天然无机材料如天然沸石、粘土（膨润土或高岭土）、蒙脱石、蛭石、硅藻土、海泡石等；天然有机吸附剂如活性炭、木屑和磺化煤等；

人工无机材料：

合成沸石、硅酸、炉渣、金属水合氢氧化物和氧化物、多价金属难溶盐基吸附剂和某些金属粉末等。

树脂再生：

酸碱或盐型。

压水堆核电站一次性使用。

废树脂：

可焚烧或固化，再生液多用蒸发解决。

废液条件：

悬浮固体物浓度不大于4mg/L，含盐量不大于1g/L，核素必要以离子态存在，液体温度不能太高，不含油类和油脂物质。

长处：

工艺成熟，去污因子较高10～100，适于持续运营和自动化操作。

4.电渗析

工作原理：

在直流电场作用下，运用离子互换膜选取透过性，让阳离子透过阳膜，阴离子透过阴膜，使溶液中离子发生定向迁移，达到净化和浓缩液体目。

多作为离子互换前料液脱盐预解决。

问题：

浓差极化

5.反渗入

工作原理：

在浓侧施加压力（P＞π，1.5～10MPa），让浓溶液中溶剂通过半透膜进入稀溶液中，使浓溶液更浓，起到浓缩作用。

去污因子：

10～100。

适于解决含盐量较低废液如洗衣废水和洗澡水，含硼废水等，浓缩液体占料液10%左右。

半透膜：

醋酸纤维素膜，空心纤维膜

6.超滤

工作原理：

借助于压力和选取透过性薄膜，使分子量小物质（如水、溶剂和电解质）通过，分离出大分子（分子量不不大于500）悬浮颗粒和胶体，达到浓缩、分离作用。

工艺：

聚丙烯腈管式膜等，工作压力0.1～1.4MPa，浓缩倍数可达104。

去污因子：

10～100。

长处：

能耗低、操作简朴

7.膜分离

借助膜选取渗入作用，在外界能量或化学位差推动下对混合物中溶质和溶剂进行分离、分级、提纯和富集。

与其她老式分离办法相比，膜分离具备过程简朴、无相变、分离系数较大、节能高效、可在常温下持续操作等特点，是近年来发展较快化工分离技术。

8.过滤

对于具有污染物浓度更高，颗粒尺寸更大（不大于10μm）废液，一方面选用技术是沉降（澄清）和过滤。

用于冲洗、冷却或去污产生放射性废水普通都具有污染颗粒物，常用有砂、粘土、胶体和溶解物质，应当在废水进一步解决（或排放）前把这些颗粒物除去。

有机废液解决：

特点：

易燃、易挥发、易辐射分解、热分解、生物降解。

废萃取剂TBP/煤油、废机油、润滑油、测量低能β-射线3H和14C有机闪烁液。

塑料固化：

聚乙烯、聚苯乙烯固化TBP，包容量可达50%。

TBP/煤油焚烧解决。

热解焚烧：

TBP350～450℃发生热解，生成P2O5和C4H10、C4H9OH。

P2O5与Ca（OH）2反映生成焦磷酸钙，可水泥固化处置。

煤油和丁烷与丁醇在后燃烧室被烧掉

存在问题：

磷酸腐蚀和尾气解决困难。

9.固化解决

①水泥固化

在放射性废物固化解决方面,水泥固化技术开发最早,至今已有40近年历史。

水泥固化ILLW已是一种成熟技术,已被诸多国家广泛采用,在德国、法国、美国、日本、印度等均有大规模工程化应用。

国内秦山核电站、大亚湾核电站等都采用了水泥固化工艺来解决ILLW[4]。

用于放射性废物固化水泥有碱矿渣水泥、高铝水泥、铝酸盐水泥、波特兰水泥等,可以依照放射性废物种类和性质进行选取[8,9]。

水泥固化原理:

水泥固化是基于水泥水化和水硬胶凝作用而对废物进行固化解决一种办法。

水泥作为一种无机胶结材料,通过水化反映后形成坚硬水泥固化体,从而达到固化解决放射性废物目。

当前采用水泥基固化废物重要是轻水堆核电站浓缩废液、废离子互换树脂和滤渣,以及核燃料解决厂或其她核设施产生各种放射性废物[10]。

水泥固化放射性废物工艺诸多,重要有常规水泥固化解决工艺（流程见图1）、贮桶内混合、贮桶外混合、水力压裂、冷压水泥、热压水泥等办法。

贮桶内混合法特别适合于解决废液，该工艺可分为两种:

一种是将可升降搅拌器下降到贮桶中搅拌；另一种是在贮桶中加入水泥及起捣动作用重物,泵入要解决废液,然后加盖封严送到滚翻或震动台架上翻滚或震动,使废物和水泥混合。

前者混合均匀,但要清洗搅拌器,容易污染；后者操作简朴,但混合均匀限度较差。

贮桶外混合是水泥和废物在混合器里混合好后再装入贮桶。

水力压裂法是一种处置放射性废液办法,它是运用石油开采技术,把由中低放废液、水泥和添加剂形成灰浆注入到200～300m深不渗入页岩层中,再把页岩层压出裂缝,使灰浆渗入到页岩层中去,并固结在其中,美国橡树岭国家研究所（ORNL）曾用此法解决了具有60万Ci以上放射性废物灰浆。

冷压水泥法是把焚烧灰和水泥混合物压成小圆柱体,得到含水量低、废物包容量高达65%固化体,美国蒙特实验室曾用此法来解决含超铀元素焚烧灰。

热压水泥法是在较高温度（100～400℃）和压力（170～7000MPa）下,获得高强度、高密度、低含水量、低孔隙率和透气性固化体,但这种工艺设备规定高,工艺复杂[4,11]。

水泥固化解决放射性废物流程水泥固化长处是：

①工艺简朴,对含水量较高废物可以直接固化而不需要彻底脱水过程；②设备简朴,设备投资费用和寻常费用低,固化解决成本低；③水泥固化体机械稳定性、耐热性、耐久性均较好。

缺陷是：

①水泥固化体致密度较差,浸出率较高；②水泥基固化产品普通要比废物原体积增大1.5～2倍,减容效果不明显,从而增长了处置费用。

图1　水泥固化解决放射性废物流程

②沥青固化

1960年,比利时一方面提出放射性废物沥青固化技术,法国、西德、美国、前苏联等相继开展了这方面研究工作。

国内从60年代末期开始进行硝酸钠体系废液沥青固化技术研究,1984年,八二一厂建成了沥青固化试生产厂房及其配套设施。

在初期ILLW固化解决中,沥青固化工艺得到了广泛应用,但是,由于其固化工艺过程中存在很大安全隐患和沥青固化体自身缺陷,其发展受到很大限制[12～14]。

沥青固化原理:

沥青固化是运用沥青与放射性废物在一定温度下均匀混合,产生皂化反映,使放射性废物包容在沥青中形成固化体。

沥青固化普通被用来解决放射性蒸发残液、放射性废水化学解决产生污泥、放射性焚烧灰产生灰分等[10,15]。

沥青固化工艺重要涉及3个某些,即固体废物预解决、废物与沥青热混合以及二次蒸气净化解决,其中,核心某些是热混合。

干燥放射性废物可以直接与加热沥青搅拌混合,对于具有较多水分废物,需要先脱去水分,再进行热混合。

混合温度应当控制在沥青熔点和闪点之间,温度过高时容易产生火灾[12]。

图2　沥青固化解决放射性废物工艺流程

与水泥固化相比,沥青固化有如下长处：

①固化体孔隙率较低,因而其放射性核素浸出率较低；②对放射性废物包容量较高（固体废物∶沥青普通为1∶1～1∶2）,最后固化体体积较小,可以减少处置费用；③固化体对溶液或微生物具备较强抗侵蚀性[10]。

但与水泥固化相比它也有如下缺陷：

①固化工艺复杂,固化解决过程中容易产生二次污染,含水量大废物需要进行冷冻、熔融或离心脱离解决,增长了解决复杂性和费用,设备投资费用高；②固化体化学稳定性和抗老化性能较差；③沥青具备可燃性,因而,在其固化解决和最后处置过程中存在较大安全隐患。

③塑料固化

20世纪70年代,美国开始研究和应用塑料固化解决放射性废物技术,所用塑料涉及热塑性塑料和热固性塑料两大类。

热塑性塑料固化原理:

热塑性塑料固化与沥青固化相似,是运用热塑性塑料与放射性废物在一定温度下混合,产生皂化反映,将放射性废物包容在热塑性塑料中,形成稳定固化体。

热固性塑料固化原理:

热固性塑料固化是运用热固性塑料在加热条件下通过交链聚合过程使小分子变成大分子,并由液体变转为固体,同步将放射性废物包容在固化体中。

已经开发塑料固化放射性废物工艺较多,重要有脲醛固化、聚乙烯固化、聚氯乙烯固化、聚苯乙烯固化、聚酯固化、环氧树脂固化、聚合物浸渍混凝土等。

脲醛固化工艺简朴,开发最早,20世纪70年代在美国应用较多,由于其固化过程和存储期间泄出酸性水分,对容器有腐蚀作用,当前已经裁减不用。

聚乙烯固化类似于沥青固化法,日本用聚乙烯包容50%废树脂,美国橡树岭实验室用聚乙烯包容40%蒸发浓缩物或20%～50%TBP废溶剂等。

聚氯乙烯固化与聚乙烯固化相似,西德卡尔斯鲁厄研究中心研究用它包容40%～50%TBP废溶剂。

聚苯乙烯固化工艺过程相对简朴,西德和荷兰某些核电站用其流动装置解决核电站废物。

聚酯固化是由法国格雷诺部尔核中心研究成功,此法已应用在美国和日本某些核电站,并建成车载式流动固化装置。

环氧树脂固化固化体性能优良,但成本较高,尚未推广使用。

聚合物浸渍混凝土工艺复杂,工程应用尚待开发研究[4]。

热塑性塑料固化工艺类似于沥青固化,需要加热熔融。

热固性塑料固化工艺类似于水泥固化,废物含水量有限制,必要时需脱水解决或者加入乳化剂搅拌乳化。

为了控制聚合速度和聚合热释放,需要选取恰当引起剂、催化剂、增进剂和恰当配料比。

塑料固化所用设备是普通化工设备,依照辐射防护规定,需要设屏蔽和气密系统,产生尾气和二次废液需要恰当去污净化。

与水泥固化相比,塑料固化有如下长处：

①核素浸出率较低,比沥青固化略低,比水泥固化低2～4个数量级,这对实现长期安全隔离有着重要意义；②包容废物量较高,固化产品数量少,处置费用减少[10]。

但与水泥固化相比,塑料固化也有如下缺陷：

①工艺和设备相对复杂,固化解决成本较高；②与沥青固化同样,塑料固化体化学稳定性和抗老化性能均较差；③固化工艺安全性较差。

④玻璃固化

20世纪50年代,法国开始研究高放射性废物玻璃固化技术,20世纪70年代率先进入工程化应用。

玻璃固化解决HLW工程化应用已有30近年历史,是当前固化解决HLW较成熟技术,在法国、英国、比利时、美国、俄国、日本等发达国家得到了规模化应用。

国内对玻璃固化解决HLW技术也进行了实验研究。

玻璃固化原理:

将无机物与放射性废物以一定配料比混合后,在高温（900～1200℃）下煅烧、熔融、浇注,经退火后转化为稳定玻璃固化体。

用于固化解决HLW玻璃重要有两类:

硼硅酸盐玻璃和磷酸盐玻璃,以硼硅酸盐用得最多。

近年来,玻璃固化技术得到了很大发展,人们不但用它来固化解决HLW,并且还用它来解决ILLW、超铀元素废物等[10]。

通过几十年发展,玻璃固化HLW技术已发展了四代熔制工艺。

第一代熔制工艺——感应加热金属熔炉,一步法罐式工艺。

罐式工艺是法国和美国初期开发研究玻璃固化装置,如法国PIVER装置。

20世纪70年代,中华人民共和国原子能科学研究院开展了罐式法工艺研究工作。

罐式工艺熔炉寿命短,只能批量生产,解决能力低,已经逐渐被裁减,当前只有印度在使用。

第二代熔制工艺——回转炉煅烧+感应加热金属熔炉两步法工艺,法国AVM和AVH及英国AVW都属于这种工艺。

第三代熔制工艺——焦耳加热陶瓷熔炉工艺,它最早由美国太平洋西北实验室（PNNL）所开发,西德一方面在比利时莫尔建成PAMELA工业型熔炉,供比利时解决前欧化公司积存高放废液。

当前,美国、俄罗斯、日本、德国和国内都采用焦耳加热陶瓷熔炉工艺。

第四代熔制工艺——冷坩埚感应熔炉工艺,法国已经在马库尔建成2座冷坩埚熔炉,将在拉阿格玻璃固化工厂热室中使用这种熔炉,美国汉福特废物玻璃固化也考虑选取该技术,俄罗斯已在莫斯科拉同（RADON）联合体和马雅克核基地建冷坩埚玻璃固化验证设施。

此外,等离子体熔炉和电弧熔炉等还在开发中[14]。

HLW玻璃固化工艺过程涉及:

高放废液脱硝（加入甲醛或甲酸破坏硝酸根）、浓缩、煅烧,再加入玻璃形成剂,熔融、澄清、浇注等[10]。

图3　HLW玻璃固化工艺流程

玻璃固化长处：

①可以同步固化高放废物所有组分,荷载量在10%～30%（wt）；②高放废物玻璃固化技术比较成熟。

其缺陷：

①玻璃属于介稳相,在数百摄氏度高温和潮湿条件下,玻璃相会溶蚀、析晶,浸出率迅速上升,这规定对处置库作降温和去湿解决,以保证固化体安全,但处置成本会大大增长；②某些偶尔因素导致玻璃固化体碎裂或粉化后,浸出率会大幅度提高；③解决过程中会产生大量有害气体。

⑤人造岩石固化

自1978年澳大利亚科学家Rinwood等创造人造岩石固化办法（Synroc）以来,日本、美国、俄国、英国、德国等相继开展了这方面研究工作。

由于人造岩石固化体优越性能,它被广泛以为是第二代HLW固化体,受到世界各国高度注重。

澳大利亚科学家对其固化机制、制备工艺、配方构成、微构造、物理性能、浸出性能和辐照性能等方面做了较为广泛进一步研究和评价。

中华人民共和国原子能科学研究院在1993年建成了人造岩石固化实验室,开展了高钠高放废液和锕系核素人造岩石固化研究[12～14]。

人造岩石固化原理:

自然界中某些矿物,特别是那些天然具有放射性核素矿物,在经历了几百万年甚至上亿年地质作用后,依然保持着本来构造、成分和形态,这些矿物化学和机械稳定性已不言而喻。

进一步实验研究表白,矿物晶体确是十分抱负高放废物载体,因而,人造岩石固化HLW具备良好理论基本。

人造岩石是运用矿物学上类质同象代替,通过一定热解决工艺获得热力学稳定性能优秀矿物固溶体,将放射性核素包容在固溶体晶相构造中,从而获得安全固化解决。

高放废物大某些元素直接进入矿相晶格位置,少数元素被还原成金属单质,包容于合金相中,晶粒不大于1μm（普通为20～50nm）。

由于人造岩石固化体具备优良化学稳定性、机械稳定性、辐射稳定性,人造岩石固化解决放射性废物得到了日益广泛研究,除用于固化解决HLW外,还用于解决从HLW中分离出来锕系元素和长寿命核素锶、铯等。

人造岩石固化技术发展不久,澳大利亚核科学和技术组织（ANSTO）已于1987年率先在世界上建成第一套人造岩石冷试中间工厂,生产能力为10kg/h。

依照冷试所获得经验,已经做出了每年固化解决800t乏燃料后解决厂产生HLW人造岩石固化工厂概念设计。

当前,澳大利亚、日本、英国、俄罗斯、美国、法国、加拿大和国内正在开发研究人造岩石固化解决技术。

当前国内外已经合成了钙钛锆（CaZrTi2O7）、金红石（TiO2）、碱硬锰矿（BaAl2Ti6O16）、钙钛矿（CaTiO3）、锆英石（ZrSiO4）、锆石（ZrO2）、独居石（CePO4）、磷灰石（Ca4-xREE6+x2（SiO4）6-y（PO4）y（O,F）2）等人造岩石固化基材,并对它们固化包容HLW进行了大量研究[11]。

人造岩石固化工艺过程中,均匀混料对固化体物相构成及性能影响很大,混料办法有机械研磨法、醇盐法和溶胶法等。

煅烧办法有回转炉煅烧、喷雾煅烧和流化床煅烧等,澳大利亚采用回转炉煅烧。

煅烧过程中还原条件控制对防止形成可溶性铯相是特别重要,澳大利亚采用鼓进含H2氦气办法,日本正在实验用TiH2代替含H2氦气,并省去热压前加入2%钛粉（作消氧剂）,以精简工艺和设备。

烧结办法重要有单向压力烧结（HUP）、热等静压（HIP）和空气热压烧结（AS）等[4]。

与玻璃固化相比,人造岩石有如下长处：

①固化体孤立隔离放射性核素能力强、浸出率低；②固化体耐潮湿和高温,在潮湿和高温环境中,人造岩石固化体不会受到严重损害,自退火作用增强,浸出率不会明显增长；③固化体HLW荷载量高,最后固化体体积小,玻璃固化体HLW掺入量最大为30%,而氧化物矿物类人造岩石HLW荷载量ωB平均为45%左右,而含氧盐类矿物类人造岩石HLW荷载量ωB平均高达60%以上；④人造岩石固化体地质处置防护规定较低,处置成本低。

但它也有如下缺陷：

①人造岩石单一矿物只能固溶某些高放废物组分,固化介质材料在解决放射性废物时存在一定局限性。

②人造岩石属于结晶物质,某些矿物辐射损伤（重要为α辐射）较大,浸出率升高,体积膨胀,这给地质处置带来了一定困难。

当前,人们研究运用各种矿相结合办法来解决单一矿物只能固溶某些HLW组分这一缺陷,也获得了很大成效。

对于辐射损伤问题,各种被用作HLW载体矿物辐射损伤研究资料还不够多,有待进一步研究。

三、研究内容

1.研究重要内容

后解决厂重要产生高放废液、中放废液、低放废液和有机废液，必要对这些废液进行净化解决，达到排放原则后，再向环境排放。

①放射性废液应分类收集和监测，依照其特性选用最佳解决工艺。

②放射性废液在送往解决系统重要干管上应设立体积累积测量仪表，实时记录废液量，及早发现废液输送异常。

③设备清洗时采用合理去污工艺和去污剂，尽量减少去污废液产生量，并尽量使二次废液成分简朴，以便后续解决。

④较低放射性水平废液应采用蒸发、离子互换、超滤等技术进行解决，将放射性物质浓缩在较小体积里，减小需进一步解决废液体积。

⑤采用放射性物质包容性高、增容少废液固化技术，减少需处置固体废物体积。

⑥对于污有机溶剂，应进行回收复用，对不能复用污溶剂，应优先采用焚烧或湿法氧化等减容大技术进行解决。

各类放射性废液比活度、含盐量差别很大，解决办法也不同样。

核工业放射性工艺废液普通需要多级净化解决，低、中放废液惯用解决办法有絮凝沉淀、蒸发、离子互换（或吸附）和膜技术（如电渗析、反渗入、超滤膜）。

高放废液比活度高，普通只通过蒸发浓缩后贮存在双壁不锈钢贮槽中。

电渗析是50年代发展一项化工分离技术。

填充床电渗析解决低放废水早就得到应用。

骆大星等人研究用离子互换纤维高纯电渗析无迥路短流程装置将低放废水蒸发冷凝液净化到3.7x10-1Bq/l，它比填装离子互换树脂电渗析拆卸以便，运营稳定，材料费用低，可作为反映堆低放废水操作单元。

王守谦等人研究成功一种迅速拆装新型电析渗装置，采用小膜堆组件，立式安放、两端旋紧构造，组装及更换膜堆迅速以便，受辐照少。

对蒸发解决工艺，中华人民共和国原子能科学研究院作了较多改进，如在蒸发器供料系统上增设软水器，使蒸发器结垢速率明显下降多筛选优良抗泡剂;稳定操作工艺，防止二次蒸汽雾抹夹带等，使蒸发器净化效率可高达105-106。

此外还建成了日解决能力为6t节能热泵蒸发装置，实验解决低放废水、造纸厂和印染厂废水等都达到预期节能效果.在离子互换技术解决废水方面，研究绪云丝光沸石和斜发沸石在低放废水解决方面有好作用。

为延长树脂使用寿命和减少再生废液。

清华大学核能研究所正在进行,在过滤技术方面，为秦山核电厂研制折叠式过滤器，可去除小到5um颗粒。

中低放废液通过某些解决过程后来就进入了固化过程，这里用是水泥固化办法。

硅酸盐水泥是以硅酸钙为重要成分熟料所制成水泥,以硅酸盐水泥熟料、少量混合材、适量石膏磨细制得水硬性材料称为普通硅酸盐水泥,其水化产物为水化硅酸钙凝胶、Ca（OH）2、钙矾石等。

当前放射性废物硅酸盐水泥固化137Cs浸出率高,对某些废物包容量过低，固化体抗浸泡性能差。

某些废树脂中具有以硼酸根或偏硼酸根形式存在硼,水泥组分中