中低放废液的处理处置技术.docx

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中低放废液的处理处置技术

中低放废液的处理处置技术

一．研究的目的与意义

当今世界,核科学技术发展已进入新阶段,同位素和核技术的应用更加广泛深入,核能发电已成为解决当前世界能源危机的重要途径之一,很多国家已将其列为重点发展的能源。

核能的开发和利用给人类带来巨大的经济效益和社会效益的同时，也产生了大量的放射性废物,给人类的生存环境带来了较大的威胁。

因此,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、核科学面临的日益迫切的重要课题,是影响核能持续健康发展的关键因素。

对放射性废物的处置,人们认为最合理的措施是首先将放射性废物进行固化处理,然后将得到的放射性废物固化体进行最终的地质处置。

已经发展起来的放射性废物固化处理方法有很多,主要有水泥固化、沥青固化和塑料固化，玻璃固化以及人造岩石固化。

水泥固化具有固化体性能稳定、工艺操作简单、成本低廉等优势,被广泛用于蒸残液、泥浆、废树脂等中、低放废物的处理。

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的研究取得了许多进展,这些成果可直接或间接地指导放射性废物水泥固化的研究和应用。

二．国内外研究进展

后处理厂主要产生高放废液、中放废液、低放废液和有机废液，必须对这些废液进行净化处理，达到排放标准后，再向环境排放。

①放射性废液应分类收集和监测，根据其特性选用最佳处理工艺。

②放射性废液在送往处理系统的主要干管上应设置体积累积测量仪表，实时统计废液量，及早发现废液输送异常。

③设备清洗时采用合理的去污工艺和去污剂，尽量减少去污废液的产生量，并尽量使二次废液的成分简单，以便后续处理。

④较低放射性水平的废液应采用蒸发、离子交换、超滤等技术进行处理，将放射性物质浓缩在较小体积里，减小需进一步处理的废液体积。

⑤采用放射性物质包容性高、增容少的废液固化技术，减少需处置的固体废物体积。

⑥对于污有机溶剂，应进行回收复用，对不能复用的污溶剂，应优先采用焚烧或湿法氧化等减容大的技术进行处理。

各类放射性废液的比活度、含盐量差别很大，处理方法也不一样。

核工业放射性工艺废液一般需要多级净化处理，低、中放废液常用的处理方法有絮凝沉淀、蒸发、离子交换（或吸附）和膜技术（如电渗析、反渗透、超滤膜）。

高放废液比活度高，一般只经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。

离子浓度的乘积大于浓度积，生成沉淀。

加入载体，发生共沉淀。

被吸附在别的沉淀物或晶体的表面，形成吸附共沉淀。

溶液中絮凝剂水解和缩聚反应生成线性结构聚合物，与胶粒或微小悬浮物吸附桥联，或者因胶体粒子的双电层受压缩和电中和而凝聚。

影响因素：

加入试剂的种类、浓度、用量、加入的速度和方式、搅拌情况，废水的离子浓度、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处理组分复杂的低、中水平放射性废水，其方法简便，成本低廉。

在去除放射性物质的同时，还去除悬浮物、胶体、常量盐，有机物和微生物等，一般与其他方法联用时作为预处理方法。

缺点是放射性去除效率较低，一般为50％～70％。

产生的污泥量较多，需要进一步处理。

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、减少废液的体积。

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，绝大部分放射性核素被保留在蒸发浓缩物中，贮存等待进一步固化处理。

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。

蒸发器的问题：

结垢、腐蚀和发泡。

蒸发法评价：

较多用于高、中放废液，可处理含盐量高达200～300g/L的各种废液。

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

蒸发法不适合处理含有易起泡物质（如某些有机物）和易挥发核素（如Ru，I）的废水；蒸发耗能大，系统复杂、运行和维修要求高，处理费用较高。

3.离子交换法

工作原理：

借助离子交换剂上的可交换离子（活性基因）和溶液中的离子进行交换，选择性地去除溶液中以离子态存在的放射性核素，使废液得到净化。

离子交换剂是不溶解的固体物质。

当离子交换剂与某种电解质溶液接触时，这些离子可按化学计算的当量值交换相同电荷的其它离子。

离子交换是可逆反应，其反应通式可表达为：

R-H＋M＋＝R-M＋H＋

阳树脂＋阳离子＝饱和树脂＋交换离子

或R-OH＋N－＝R-N＋OH－

阴树脂＋阴离子＝饱和树脂＋交换离子

人工合成离子交换树脂：

交换正离子的酸性阳离子树脂和交换负离子的碱性阴离子树脂。

天然离子交换和吸附剂：

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、金属的水合氢氧化物和氧化物、多价金属难溶盐基吸附剂和一些金属粉末等。

树脂的再生：

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，再生液多用蒸发处理。

废液条件：

悬浮固体物浓度小于4mg/L，含盐量小于1g/L，核素必须以离子态存在，液体温度不能太高，不含油类和油脂物质。

优点：

工艺成熟，去污因子较高10～100，适于连续运行和自动化操作。

4.电渗析

工作原理：

在直流电场作用下，利用离子交换膜的选择透过性，让阳离子透过阳膜，阴离子透过阴膜，使溶液中的离子发生定向迁移，达到净化和浓缩液体的目的。

多作为离子交换前料液脱盐的预处理。

问题：

浓差极化

5.反渗透

工作原理：

在浓侧施加压力（P＞π，1.5～10MPa），让浓溶液中的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。

适于处理含盐量较低的废液如洗衣废水和洗澡水，含硼废水等，浓缩液体占料液的10%左右。

半透膜：

醋酸纤维素膜，空心纤维膜

6.超滤

工作原理：

借助于压力和选择透过性薄膜，使分子量小的物质（如水、溶剂和电解质）通过，分离出大分子（分子量大于500）悬浮颗粒和胶体，达到浓缩、分离的作用。

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。

优点：

能耗低、操作简单

7.膜分离

借助膜的选择渗透作用，在外界能量或化学位差的推动下对混合物中溶质和溶剂进行分离、分级、提纯和富集。

与其他传统的分离方法相比，膜分离具有过程简单、无相变、分离系数较大、节能高效、可在常温下连续操作等特点，是近年来发展较快的化工分离技术。

8.过滤

对于含有污染物浓度更高，颗粒尺寸更大（小于10μm）的废液，首先选用的技术是沉降（澄清）和过滤。

用于冲洗、冷却或去污产生的放射性废水一般都含有污染颗粒物，常见的有砂、粘土、胶体和溶解的物质，应当在废水进一步处理（或排放）前把这些颗粒物除去。

有机废液的处理：

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的有机闪烁液。

塑料固化：

聚乙烯、聚苯乙烯固化TBP，包容量可达50%。

TBP/煤油焚烧处理。

热解焚烧：

TBP350～450℃发生热解，生成P2O5和C4H10、C4H9OH。

P2O5与Ca（OH）2反应生成焦磷酸钙，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：

磷酸的腐蚀和尾气处理困难。

9.固化处理

①水泥固化

在放射性废物的固化处理方面,水泥固化技术开发最早,至今已有40多年的历史。

水泥固化ILLW已是一种成熟的技术,已被很多国家广泛采用,在德国、法国、美国、日本、印度等都有大规模工程化应用。

我国秦山核电站、大亚湾核电站等都采用了水泥固化工艺来处理ILLW[4]。

用于放射性废物固化的水泥有碱矿渣水泥、高铝水泥、铝酸盐水泥、波特兰水泥等,可以根据放射性废物的种类和性质进行选择[8,9]。

水泥固化的原理:

水泥固化是基于水泥的水化和水硬胶凝作用而对废物进行固化处理的一种方法。

水泥作为一种无机胶结材料,经过水化反应后形成坚硬的水泥固化体,从而达到固化处理放射性废物的目的。

目前采用水泥基固化的废物主要是轻水堆核电站的浓缩废液、废离子交换树脂和滤渣,以及核燃料处理厂或其他核设施产生的各种放射性废物[10]。

水泥固化放射性废物的工艺很多,主要有常规水泥固化处理工艺（流程见图1）、贮桶内混合、贮桶外混合、水力压裂、冷压水泥、热压水泥等方法。

贮桶内混合法特别适合于处理废液，该工艺可分为两种:

一种是将可升降的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的重物,泵入要处理的废液,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；后者操作简单,但混合均匀程度较差。

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方法,它是利用石油开采技术,把由中低放废液、水泥和添加剂形成的灰浆注入到200～300m深不渗透的页岩层中,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）曾用此法处理了含有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的混合物压成小圆柱体,得到含水量低、废物包容量高达65%的固化体,美国蒙特实验室曾用此法来处理含超铀元素的焚烧灰。

热压水泥法是在较高的温度（100～400℃）和压力（170～7000MPa）下,获得高强度、高密度、低含水量、低孔隙率和透气性的固化体,但这种工艺的设备要求高,工艺复杂[4,11]。

水泥固化处理放射性废物流程水泥固化的优点是:

①工艺简单,对含水量较高的废物可以直接固化而不需要彻底的脱水过程；②设备简单,设备投资费用和日常费用低,固化处理成本低；③水泥固化体的机械稳定性、耐热性、耐久性均较好。

缺点是:

①水泥固化体的致密度较差,浸出率较高;②水泥基固化的产品一般要比废物原体积增大1.5～2倍,减容效果不显著,从而增加了处置费用。

图1　水泥固化处理放射性废物流程

②沥青固化

1960年,比利时首先提出放射性废物的沥青固化技术,法国、西德、美国、前苏联等相继开展了这方面的研究工作。

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

在早期的ILLW固化处理中,沥青固化工艺得到了广泛的应用,但是,由于其固化工艺过程中存在很大的安全隐患和沥青固化体本身的缺陷,其发展受到很大的限制[12～14]。

沥青固化的原理:

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

沥青固化一般被用来处理放射性蒸发残液、放射性废水化学处理产生的污泥、放射性焚烧灰产生的灰分等[10,15]。

沥青固化的工艺主要包括3个部分,即固体废物的预处理、废物与沥青的热混合以及二次蒸气的净化处理,其中,关键的部分是热混合。

干燥的放射性废物可以直接与加热的沥青搅拌混合,对于含有较多水分的废物,需要先脱去水分,再进行热混合。

混合的温度应该控制在沥青的熔点和闪点之间,温度过高时容易产生火灾[12]。

图2　沥青固化处理放射性废物的工艺流程

与水泥固化相比,沥青固化有以下优点:

①固化体孔隙率较低,因而其放射性核素浸出率较低；②对放射性废物的包容量较高（固体废物∶沥青一般为1∶1～1∶2）,最终固化体的体积较小,可以减少处置费用；③固化体对溶液或微生物具有较强的抗侵蚀性[10]。

但与水泥固化相比它也有以下缺点:

①固化工艺复杂,固化处理过程中容易产生二次污染,含水量大的废物需要进行冷冻、熔融或离心脱离处理,增加了处理的复杂性和费用,设备投资费用高；②固化体的化学稳定性和抗老化性能较差;③沥青具有可燃性,因此,在其固化处理和最终处置过程中存在较大的安全隐患。

③塑料固化

20世纪70年代,美国开始研究和应用塑料固化处理放射性废物技术,所用的塑料包括热塑性塑料和热固性塑料两大类。

热塑性塑料固化的原理:

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

热固性塑料固化的原理:

热固性塑料固化是利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,同时将放射性废物包容在固化体中。

已经开发的塑料固化放射性废物工艺较多,主要有脲醛固化、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。

脲醛固化工艺简单,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放期间泄出酸性水分,对容器有腐蚀作用,现在已经淘汰不用。

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单,西德和荷兰一些核电站用其流动装置处理核电站废物。

聚酯固化是由法国格雷诺部尔核中心研究成功的,此法已应用在美国和日本的一些核电站,并建成车载式流动固化装置。

环氧树脂固化的固化体性能优良,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,必要时需脱水处理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,需要选择适当的引发剂、催化剂、促进剂和适当的配料比。

塑料固化所用的设备是通常的化工设备,根据辐射防护的要求,需要设屏蔽和气密系统,产生的尾气和二次废液需要适当的去污净化。

与水泥固化相比,塑料固化有以下优点:

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,塑料固化也有以下缺点:

①工艺和设备相对复杂,固化处理的成本较高；②与沥青固化一样,塑料固化体的化学稳定性和抗老化性能均较差；③固化工艺的安全性较差。

④玻璃固化

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

玻璃固化处理HLW的工程化应用已经有30多年的历史,是目前固化处理HLW较成熟的技术,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。

我国对玻璃固化处理HLW技术也进行了实验研究。

玻璃固化的原理:

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

用于固化处理HLW的玻璃主要有两类:

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,人们不仅用它来固化处理HLW,而且还用它来处理ILLW、超铀元素废物等[10]。

经过几十年的发展,玻璃固化HLW的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早期开发研究的玻璃固化装置,如法国的PIVER装置。

20世纪70年代,中国原子能科学研究院开展了罐式法工艺的研究工作。

罐式工艺熔炉寿命短,只能批量生产,处理能力低,已经逐渐被淘汰,现在只有印度在使用。

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,法国的AVM和AVH及英国的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,西德首先在比利时莫尔建成PAMELA工业型熔炉,供比利时处理前欧化公司积存的高放废液。

目前,美国、俄罗斯、日本、德国和我国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,美国汉福特的废物玻璃固化也考虑选择该技术,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玻璃固化工艺过程包括:

高放废液的脱硝（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玻璃固化的工艺流程

玻璃固化的优点:

①可以同时固化高放废物的全部组分,荷载量在10%～30%（wt）；②高放废物的玻璃固化技术比较成熟。

其缺点:

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,这要求对处置库作降温和去湿处理,以保证固化体的安全,但处置成本会大大增加；②一些偶然因素造成玻璃固化体碎裂或粉化后,浸出率会大幅度提高；③处理的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等发明人造岩石固化方法（Synroc）以来,日本、美国、俄国、英国、德国等相继开展了这方面的研究工作。

由于人造岩石固化体的优越性能,它被广泛认为是第二代HLW固化体,受到世界各国的高度重视。

澳大利亚科学家对其固化机制、制备工艺、配方组成、微结构、物理性能、浸出性能和辐照性能等方面做了较为广泛深入的研究和评价。

中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的人造岩石固化的研究[12～14]。

人造岩石固化的原理:

自然界中的一些矿物,尤其是那些天然含有放射性核素的矿物,在经历了几百万年甚至上亿年的地质作用后,仍然保持着原来的结构、成分和形态,这些矿物的化学和机械稳定性已不言而喻。

进一步的实验研究表明,矿物晶体的确是十分理想的高放废物载体,因此,人造岩石固化HLW具有良好的理论基础。

人造岩石是利用矿物学上类质同象替代,通过一定的热处理工艺获得热力学稳定性能优异的矿物固溶体,将放射性核素包容在固溶体的晶相结构中,从而获得安全固化处理。

高放废物的大部分元素直接进入矿相的晶格位置,少数元素被还原成金属单质,包容于合金相中,晶粒小于1μm（一般为20～50nm）。

由于人造岩石固化体具有优良的化学稳定性、机械稳定性、辐射稳定性,人造岩石固化处理放射性废物得到了日益广泛的研究,除用于固化处理HLW外,还用于处理从HLW中分离出来的锕系元素和长寿命核素锶、铯等。

人造岩石固化技术的发展很快,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。

根据冷试所获得的经验,已经做出了每年固化处理800t乏燃料后处理厂产生的HLW的人造岩石固化工厂的概念设计。

目前,澳大利亚、日本、英国、俄罗斯、美国、法国、加拿大和我国正在开发研究人造岩石固化处理技术。

目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进行了大量的研究[11]。

人造岩石固化工艺过程中,均匀混料对固化体的物相组成及性能的影响很大,混料方法有机械研磨法、醇盐法和溶胶法等。

煅烧方法有回转炉煅烧、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的控制对防止形成可溶性铯相是特别重要的,澳大利亚采用鼓进含H2的氦气的方法,日本正在实验用TiH2代替含H2的氦气,并省去热压前加入2%的钛粉（作消氧剂）,以精简工艺和设备。

烧结方法主要有单向压力烧结（HUP）、热等静压（HIP）和空气热压烧结（AS）等[4]。

与玻璃固化相比,人造岩石有以下优点:

①固化体孤立隔离放射性核素的能力强、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,浸出率不会显著增加；③固化体的HLW荷载量高,最终固化体体积小,玻璃固化体的HLW掺入量最大为30%,而氧化物矿物类人造岩石的HLW荷载量ωB平均为45%左右,而含氧盐类矿物类人造岩石的HLW荷载量ωB平均高达60%以上；④人造岩石固化体地质处置的防护要求较低,处置成本低。

但它也有以下缺点:

①人造岩石的单一矿物只能固溶部分的高放废物组分,固化介质材料在处理放射性废物时存在一定的局限性。

②人造岩石属于结晶物质,部分矿物辐射损伤（主要为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。

目前,人们研究利用多种矿相结合的方法来解决单一矿物只能固溶部分的HLW组分这一缺陷,也取得了很大成效。

对于辐射损伤问题,各种被用作HLW载体矿物的辐射损伤研究资料还不够多,有待深入研究。

三、研究内容

1.研究的主要内容

后处理厂主要产生高放废液、中放废液、低放废液和有机废液，必须对这些废液进行净化处理，达到排放标准后，再向环境排放。

①放射性废液应分类收集和监测，根据其特性选用最佳处理工艺。

②放射性废液在送往处理系统的主要干管上应设置体积累积测量仪表，实时统计废液量，及早发现废液输送异常。

③设备清洗时采用合理的去污工艺和去污剂，尽量减少去污废液的产生量，并尽量使二次废液的成分简单，以便后续处理。

④较低放射性水平的废液应采用蒸发、离子交换、超滤等技术进行处理，将放射性物质浓缩在较小体积里，减小需进一步处理的废液体积。

⑤采用放射性物质包容性高、增容少的废液固化技术，减少需处置的固体废物体积。

⑥对于污有机溶剂，应进行回收复用，对不能复用的污溶剂，应优先采用焚烧或湿法氧化等减容大的技术进行处理。

各类放射性废液的比活度、含盐量差别很大，处理方法也不一样。

核工业放射性工艺废液一般需要多级净化处理，低、中放废液常用的处理方法有絮凝沉淀、蒸发、离子交换（或吸附）和膜技术（如电渗析、反渗透、超滤膜）。

高放废液比活度高，一般只经过蒸发浓缩后贮存在双壁不锈钢贮槽中。

电渗析是50年代发展的一项化工分离技术。

填充床电渗析处理低放废水早就得到应用。

骆大星等人研究用离子交换纤维高纯电渗析的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，它比填装离子交换树脂电渗析拆卸方便，运行稳定，材料费用低，可作为反应堆低放废水的操作单元。

王守谦等人研究成功一种快速拆装新型电析渗装置，采用小膜堆组件，立式安放、两端旋紧的结构，组装及更换膜堆快速方便，受辐照少。

对蒸发处理工艺，中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。

此外还建成了日处理能力为6t的节能热泵蒸发装置，试验处理低放废水、造纸厂和印染厂废水等都达到预期节能效果.在离子交换技术处理废水方面，研究绪云丝光沸石和斜发沸石在低放废水处理方面有好作用。

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