Radioactive substances representing

Radioactive substances representing 134Cs and 137Cs fell down over eastern Japan after the accident of Fukushima Daiichi atomic power plant caused by the malfunction of cooling system induced by Tohoku earthquake and tsunami occurred on 11th of March 2011 [1] and [2]. As a result, the huge volume of radioactive substances accumulated in various categories, including soil, vehicles, buildings, roads, plants, cleaning wastes, waterworks sludge, sewage sludge and municipal solid wastes, etc. [3] and [4]. According to an estimate in year 2012, about 22.5 million tons of wastes have been collected from the three major disaster-stricken areas of Iwate, Miyagi and Fukushima Prefectures [4]. Because a designated disposal system is required for such wastes, emphasis is given to volume reduction, which includes mainly compaction and incineration methods for the solid wastes [5], [6], [7] and [8]. According to the IAEA guidelines thermal treatment is the most suitable option for the volume reduction, especially of the organics-rich waste [8]. In the consequence, huge volume of contaminated radioactive ash, i.e. about 360 t d−1, which contains about 100,000–140,000 Bq kg−1 of 134Cs and 137Cs, is generated in the Northern part of Japan [5], [6], [7], [8], [9] and [10]. The long half-life of 137Cs (30 years) makes the landfill disposal of this fly ash unsafe [11] and [12]. While the current guideline in Japan for conventional landfill of contaminated waste allows wastes showing less than 8000 Bq kg−1 and eluted/leachate solution concentrations of 150 Bq L−1 (134Cs and 137Cs) for other regular disposal [11], [12] and [13]. As a result, some facilities used for the incineration of contaminated debris have temporarily stopped operation for lack of ash-dumping space. These circumstances reflect the strong need for the immobilization and subsequent removal of 134Cs and 137Cs present in contaminated fly ash [5], [6], [7], [8] and [14]. Thus, the goal is to lower radioactive content and leachate of contaminated fly ash below the value of 8000 Bq kg−1 and 150 Bq L−1.

As a result, the methodologies dealing the stabilization or the uptake of radioactive Cs from contaminated soils or fly ash has been thoroughly revised and continuously improving since 2011 [5], [6], [7], [8], [14] and [15]. Immobilization techniques such as solidification, embedding and encapsulation including the entrapment within a solid matrix, viz. concrete, concrete-based material, polymer or ceramic [16] and [17]. Despite their widespread use, Portland cement-based materials are ineffective when it comes to cesium immobilization [18], due to their porosity [19] and [20]. The alternative materials including both natural and synthetic e.g. clinoptilolite, and mesoporous natural zeolite, have been tested for Cs immobilization and used successfully for Cs removal from aqueous nuclear waste streams [21]. In addition, a commercial product, a crystalline silicotitanate named Ionsiv has been developed used for Cs sequestration in fuel storage ponds [22]. After Cs removal, the Ionsiv Cs-loaded material has been subsequently encapsulated in cement [23]. Since Cs can be immobilized on zeolites, which is obtained from fly ash [24], it seemed natural to attempt direct encapsulation of Cs on synthetic zeolites obtained from fly ash, either as such [25]. An interesting approach is the use of fly ash a geopolymer, but again, it is only applicable to Cs solutions [26]. These methods are reliable at laboratory scale, however, these artificial zeolites obtained from fly ash, needed an alkaline medium with low Ca content for being an efficient encapsulation [25] and [26].

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

สารกัมมันตรังสีแสดง 134Cs และ 137Cs ล้มลงตะวันออกญี่ปุ่นหลังจากเกิดอุบัติเหตุของฟุกุชิมะไดอิจิที่โรงไฟฟ้าปรมาณูที่เกิดจากความผิดปกติของระบบทำความเย็นเกิดจากโทแผ่นดินไหวและสึนามิใน 11 มีนาคม 2554 [1] และ [2] เป็นผล ไดรฟ์ข้อมูลขนาดใหญ่ของสะสมประเภทต่าง ๆ รวมถึงดิน รถยนต์ อาคาร ถนน โรง งาน ทำความสะอาดเสีย ตะกอนประปา ตะกอนน้ำเสีย และ กากของแข็งเทศบาล สารกัมมันตรังสีเป็นต้น [3] และ [4] ตามการประเมินในปี 2012 ประมาณ 22.5 ล้านตันของเสียมีการรวบรวมจากสามหลักจงภัยพิบัติด้านอิวาเตะ มิยางิ และฟุกุชิมะจังหวัด [4] เนื่องจากระบบกำจัดที่กำหนดจะต้องเสียดังกล่าว เน้นคือให้ลดระดับเสียง ซึ่งรวมถึงส่วนใหญ่กระชับข้อมูลและเผาวิธีการแข็งเสีย [5], [6], [7] [8] และ ตาม IAEA แนวทางรักษาความร้อนเป็นตัวเลือกที่เหมาะสมที่สุดสำหรับลดปริมาตร โดยเฉพาะของเสียอินทรีย์ริช [8] ในสัจจะ ไดรฟ์ข้อมูลขนาดใหญ่ของปนเปื้อนสารกัมมันตรังสีเถ้า เช่นเกี่ยวกับ 360 t d−1 ซึ่งเกี่ยวกับ 100000 – 140,000 kg−1 นโต้ 134Cs และ 137Cs ถูกสร้างขึ้นในภาคเหนือของประเทศญี่ปุ่น [5], [6], [7], [8], [9] [10] และ Half-life ยาวของ 137Cs (30 ปี) ทำให้ขายทิ้งฝังกลบเถ้าบินนี้ไม่ปลอดภัย [11] และ [12] ขณะที่ผลงานปัจจุบันในประเทศญี่ปุ่นสำหรับการฝังกลบแบบเดิมของเสียปนเปื้อนให้เสียที่แสดงน้อยกว่า 8000 นโต้ kg−1 และ eluted/leachate โซลูชันความเข้มข้น 150 L−1 นโต้ (134Cs และ 137Cs) อื่น ๆ ปกติขายทิ้ง [11], [12] [13] และ ดัง สิ่งอำนวยความสะดวกที่ใช้สำหรับเผาของเศษปนเปื้อนได้ชั่วคราวหยุดการดำเนินการขาดพื้นที่เถ้าถ่ายโอนข้อมูล สถานการณ์เหล่านี้สะท้อนถึงการแข็งแกร่งต้องตรึงโปและภายหลังเอา 134Cs และ 137Cs แสดงในปนเปื้อนเถ้า [5], [6], [7], [8] และ [14] ดังนั้น เป้าหมายได้เนื้อหาต่ำกัมมันตภาพ leachate เถ้าปนเปื้อนต่ำกว่าค่าของ 8000 นโต้ kg−1 และ 150 L−1 นโต้ดัง วิธีจัดการการเสถียรภาพหรือดูดซับของ Cs กัมมันตรังสีจากปนเปื้อนดินเนื้อปูน หรือเถ้าได้รับการแก้ไขอย่างละเอียด และปรับปรุงอย่างต่อเนื่องตั้งแต่ 2011 [5], [6], [7], [8], [14] [15] และ เทคนิคการตรึงโป solidification ฝัง และ encapsulation รวม entrapment ภาย ในเมทริกซ์แข็ง วัสดุคอนกรีต คอนกรีตใช้ได้แก่ พอลิเมอร์ หรือเซรามิก [16] [17] แม้ มีการใช้แพร่หลาย วัสดุซีเมนต์พอร์ตแลนด์ที่ใช้ได้ผลเมื่อมันมาถึงการตรึงโป cesium [18], porosity ตน [19] และ [20] วัสดุทดแทนรวมทั้งธรรมชาติ และหนังสังเคราะห์เช่น clinoptilolite และตัวธรรมชาติใช้ซีโอ ไลต์ ได้รับการทดสอบสำหรับตรึงโป Cs และใช้เรียบร้อยแล้วสำหรับ Cs จากอควีนิวเคลียร์เสีย [21] นอกจากนี้ เป็นผลิตภัณฑ์เชิงพาณิชย์ silicotitanate ผลึกที่ชื่อ Ionsiv ได้รับการพัฒนาการสำหรับ Cs sequestration ในบ่อเก็บเชื้อเพลิง [22] หลังจากที่เอา Cs วัสดุโหลด Ionsiv Cs ได้ถูกมานึ้ในปูนซีเมนต์ [23] ตั้งแต่ Cs สามารถถูกตรึงบนซีโอไลต์ ซึ่งได้รับมาจากเถ้า [24], ประจักษ์ธรรมชาติพยายาม encapsulation โดยตรงของ Cs ในการสังเคราะห์ซีโอไลต์ได้จากเถ้า อย่างใดอย่างหนึ่งเช่น [25] วิธีการที่น่าสนใจคือ การใช้ของเถ้าด้าน แต่อีก มันใช้ได้เฉพาะกับซีเอสโซลูชั่น [26] วิธีการเหล่านี้จะเชื่อถือได้ที่ห้องปฏิบัติการขนาด ไร ซีโอไลต์ประดิษฐ์เหล่านี้ที่ได้รับจากเถ้า จำเป็นกลางเป็นด่างกับต่ำ Ca เนื้อหาการ encapsulation ที่มีประสิทธิภาพ [25] [26]

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

สารกัมมันตรังสีที่เป็นตัวแทนของ 134Cs และ 137Cs ล้มลงทั่วประเทศญี่ปุ่นตะวันออกหลังจากที่เกิดอุบัติเหตุฟุกุชิมะไดอิจิของโรงไฟฟ้าปรมาณูที่เกิดจากความผิดปกติของระบบระบายความร้อนที่เกิดจากแผ่นดินไหวและสึนามิโตโฮกุที่เกิดขึ้นเมื่อวันที่ 11 มีนาคม 2011 [1] และ [2] เป็นผลให้ปริมาณขนาดใหญ่ของสารกัมมันตรังสีสะสมในประเภทต่าง ๆ รวมทั้งดินยานพาหนะอาคาร, ถนน, พืชเสียทำความสะอาดตะกอนประปา, กากตะกอนน้ำเสียและขยะมูลฝอย ฯลฯ [3] และ [4] ตามที่ประมาณการในปี 2012 ประมาณ 22,500,000 ตันของเสียที่ได้รับการเก็บจากพื้นที่สามกระทบที่สำคัญของอิวาเตะมิยากิและฟุกุชิมะจังหวัด [4] เพราะระบบการกำจัดที่กำหนดเป็นสิ่งจำเป็นสำหรับของเสียดังกล่าวให้ความสำคัญจะได้รับการลดปริมาตรซึ่งรวมถึงการบดอัดส่วนใหญ่และวิธีการสำหรับการเผาขยะ [5] [6] [7] และ [8] ตามแนวทางการรักษา IAEA ความร้อนเป็นตัวเลือกที่เหมาะสมที่สุดสำหรับการลดปริมาณการโดยเฉพาะอย่างยิ่งของเสียสารอินทรีย์ที่อุดมไปด้วย [8] ผลในปริมาณมากของการปนเปื้อนของสารกัมมันตรังสีเถ้าคือประมาณ 360 td-1 ซึ่งมีประมาณ 100,000-140,000 Bq kg-1 ของ 134Cs และ 137Cs, ถูกสร้างขึ้นในภาคเหนือของประเทศญี่ปุ่น [5] [6], [ 7] [8] [9] และ [10] ครึ่งชีวิตที่ยาวนานของ 137Cs (30 ปี) ทำให้การกำจัดหลุมฝังกลบของเถ้าลอยนี้ไม่ปลอดภัย [11] และ [12] ในขณะที่แนวทางในปัจจุบันในประเทศญี่ปุ่นเพื่อฝังกลบแบบเดิมของเสียที่ปนเปื้อนช่วยให้ของเสียที่แสดงให้เห็นน้อยกว่า 8,000 Bq kg-1 และชะ / น้ำชะขยะความเข้มข้นของการแก้ปัญหาของ 150 Bq L-1 (134Cs และ 137Cs) กำจัดปกติอื่น ๆ [11] [12] และ [13] เป็นผลให้สิ่งอำนวยความสะดวกบางอย่างที่ใช้ในการเผาขยะที่ปนเปื้อนได้หยุดการดำเนินงานชั่วคราวขาดพื้นที่เถ้าทิ้ง สถานการณ์เหล่านี้สะท้อนให้เห็นถึงความต้องการที่แข็งแกร่งสำหรับการตรึงและการกำจัดที่ตามมาของ 134Cs และ 137Cs อยู่ในเถ้าลอยปนเปื้อน [5] [6] [7] [8] และ [14] ดังนั้นการมีเป้าหมายที่จะลดเนื้อหาของสารกัมมันตรังสีและน้ำชะขยะเถ้าลอยปนเปื้อนต่ำกว่ามูลค่า 8000 Bq kg-1 และ 150 Bq L-1. the เป็นผลให้วิธีการจัดการการรักษาเสถียรภาพหรือการดูดซึมของสารกัมมันตรังสี Cs จากดินปนเปื้อนหรือ เถ้าบินได้รับการแก้ไขอย่างละเอียดและปรับปรุงอย่างต่อเนื่องตั้งแต่ปี 2011 [5] [6] [7] [8] [14] และ [15] เทคนิคการตรึงเช่นการแข็งตัว, การฝังและห่อหุ้มรวมทั้งกับดักภายในเมทริกซ์ที่เป็นของแข็ง ได้แก่ คอนกรีตวัสดุคอนกรีตที่ใช้โพลิเมอร์หรือเซรามิก [16] และ [17] แม้จะมีการใช้อย่างแพร่หลายของพวกเขา, พอร์ตแลนด์ซีเมนต์วัสดุที่ใช้จะไม่ได้ผลเมื่อมันมาถึงการตรึงซีเซียม [18] เนื่องจากความพรุนของพวกเขา [19] และ [20] วัสดุทางเลือกเช่นทั้งธรรมชาติและสังเคราะห์ clinoptilolite และซีโอไลท์ธรรมชาติเมโซพอรัสได้รับการทดสอบการตรึง Cs และใช้ประสบความสำเร็จในการกำจัด Cs จากลำธารน้ำกากนิวเคลียร์ [21] นอกจากนี้ยังมีผลิตภัณฑ์ในเชิงพาณิชย์เป็น silicotitanate ผลึกชื่อ Ionsiv ได้รับการพัฒนามาใช้สำหรับการอายัด Cs ในบ่อเก็บเชื้อเพลิง [22] หลังจากที่กำจัด Cs วัสดุ Ionsiv Cs โหลดได้รับการห่อหุ้มในภายหลังซีเมนต์ [23] ตั้งแต่ Cs สามารถตรึงบนซีโอไลต์ซึ่งจะได้รับจากเถ้าลอย [24] มันดูเหมือนเป็นธรรมชาติที่จะพยายามห่อหุ้มโดยตรงของ Cs บนซีโอไลต์สังเคราะห์ที่ได้จากเถ้าลอยไม่ว่าจะเป็นเช่น [25] วิธีการที่น่าสนใจคือการใช้เถ้าลอยจีโอโพลิเมอร์ แต่อีกครั้งก็เป็นเพียงการแก้ปัญหาที่ใช้บังคับกับซี [26] วิธีการเหล่านี้มีความน่าเชื่อถือในระดับห้องปฏิบัติการ แต่เหล่านี้ซีโอไลต์เทียมที่ได้รับจากเถ้าลอยที่จำเป็นเป็นสื่อที่อัลคาไลน์ที่มีเนื้อหา Ca ต่ำเป็นห่อหุ้มที่มีประสิทธิภาพ [25] และ [26]

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

สารกัมมันตภาพรังสีที่เป็นตัวแทนของ 134cs 137cs ล้มลงเหนือและภาคตะวันออกของประเทศญี่ปุ่นหลังจากเกิดอุบัติเหตุ Fukushima Daiichi ของโรงงานพลังงานปรมาณูที่เกิดจากความผิดปกติของระบบทำความเย็นที่เกิดจากแผ่นดินไหว และสึนามิที่เกิดขึ้นในประเทศ 11 มีนาคม 2554 [ 1 ] และ [ 2 ] ผล ขนาดใหญ่ปริมาณของสารกัมมันตรังสีสะสมในประเภทต่างๆ ได้แก่ ดิน ยานพาหนะ อาคารถนน , พืช , ทำความสะอาดขยะ , กากตะกอนประปา , กากตะกอนสิ่งปฏิกูลและมูลฝอยเทศบาล ฯลฯ [ 3 ] และ [ 4 ] ตามการประมาณการในปี 2555 ประมาณ 22.5 ล้านตันของขยะ มีวัตถุประสงค์หลักสามภัยพิบัติพื้นที่ประสบภัยของจังหวัดอิวาเตะ มิยาจิ และฟูกูชิม่าจังหวัด [ 4 ] เพราะเขตการจัดการระบบเป็นสิ่งจำเป็นสำหรับของเสียดังกล่าวเน้นให้ลดระดับเสียงซึ่งรวมถึง ส่วนใหญ่อัดและวิธีการเผาสำหรับมูลฝอย [ 5 ] [ 6 ] [ 7 ] และ [ 8 ] ตามแนวทางการรักษาความร้อน IAEA คือตัวเลือกที่เหมาะสมที่สุดสำหรับปริมาณที่ลดลง โดยเฉพาะอย่างยิ่งของ Organics รวยเสีย [ 8 ] ในผล ปริมาณขนาดใหญ่ของเถ้ากัมมันตรังสีปนเปื้อน เช่น ประมาณ 360 T D − 1ซึ่งมีประมาณ 100000 – 140 , 000 Bq kg 134cs − 1 แห่ง และ 137cs , สร้างขึ้นในตอนเหนือของญี่ปุ่น [ 5 ] [ 6 ] [ 7 ] , [ 8 ] , [ 9 ] และ [ 10 ] ครึ่งชีวิตที่ยาวนานของ 137cs ( 30 ปี ) ทำให้กลบทิ้งนี้เถ้าลอยที่ไม่ปลอดภัย [ 11 ] และ [ 12 ]ในขณะที่แนวทางปัจจุบันในญี่ปุ่นแบบฝังกลบขยะของเสียที่ปนเปื้อนให้แสดงน้อยกว่า 8 , 000 Bq kg − 1 ตัวอย่างน้ำและสารละลายความเข้มข้น 150 Bq / L − 1 ( 134cs และ 137cs ) ปกติอื่น ๆขายทิ้ง [ 11 ] , [ 12 ] และ [ 13 ] ผลบางเครื่องที่ใช้ในการเผาขยะที่ปนเปื้อนได้หยุดการดำเนินงานชั่วคราวไม่มีเถ้าทิ้งพื้นที่ สถานการณ์เหล่านี้สะท้อนให้เห็นถึงความต้องการที่แข็งแกร่งสำหรับการตรึงและกำจัดที่ตามมาของ 134cs 137cs ปัจจุบันและปนเปื้อนในเถ้าลอย [ 5 ] [ 6 ] [ 7 ] [ 8 ] และ [ 14 ] ดังนั้นเป้าหมายคือเพื่อลดปริมาณกัมมันตรังสีและน้ำชะมูลฝอยของเถ้าถ่านหินด้านล่าง มูลค่า 8 , 000 Bq kg ( −− 1 150 ลิตร 1 ปนเปื้อน

ผล วิธีการจัดการเสถียรภาพ หรือการดูดซึมสารกัมมันตรังสี CS จากดินปนเปื้อนหรือเถ้าลอยได้ปรับปรุงอย่างทั่วถึงและการปรับปรุงอย่างต่อเนื่องตั้งแต่ 2011 [ 5 ] [ 6 ] [ 7 ] , [ 8 ] , [ 14 ] และ [ 15 ]เทคนิคการผลิต เช่น การแข็งตัว และรวมถึงการฝังการภายในเมทริกซ์ที่เป็นของแข็ง ได้แก่ คอนกรีต , คอนกรีตที่ใช้วัสดุโพลิเมอร์ หรือเซรามิค [ 16 ] และ [ 17 ] แม้จะมีการใช้อย่างแพร่หลาย , วัสดุซีเมนต์ปอร์ตแลนด์จะไม่ได้ผลเมื่อมันมาถึงซีเซียมตรึง [ 18 ] เนื่องจากพวกเขามีความพรุน [ 19 ] และ [ 20 ]ทางเลือกวัสดุรวมทั้งธรรมชาติและสังเคราะห์ เช่น ไคลน็อพติโลไลท์และซีโอไลท์เมโซ ได้รับการทดสอบและ CS การตรึงใช้เรียบร้อยแล้ว สำหรับ CS การกำจัดโดยกากนิวเคลียร์ลำธาร [ 21 ] นอกจากนี้ ผลิตภัณฑ์เชิงพาณิชย์ ผลึก silicotitanate ชื่อ ionsiv ได้รับการพัฒนาสำหรับใช้ CS สะสมในบ่อที่เก็บเชื้อเพลิง [ 22 ]หลังจาก CS การกำจัด , ionsiv CS โหลดวัสดุที่ได้รับต่อมาห่อหุ้มในซีเมนต์ [ 23 ] ตั้งแต่ CS สามารถตรึงบนซีโอไลต์ที่ได้จากเถ้าถ่าน [ 24 ] มันดูธรรมชาติ พยายามสรุปโดยตรงของ CS บนซีโอไลต์สังเคราะห์ได้จากเถ้าลอยเหมือนกันเช่น [ 25 ] เป็นวิธีที่น่าสนใจคือ การใช้เถ้าลอยเป็นจีโอโพลิเมอร์ แต่อีกมันเป็นเพียงสามารถใช้ได้กับ CS โซลูชั่น [ 26 ] วิธีการเหล่านี้มีความน่าเชื่อถือในระดับห้องปฏิบัติการโดยซีโอไลต์เทียมเหล่านี้ได้รับจากเถ้าลอยเป็นด่างปานกลางกับต่ำ CA เนื้อหาเป็นประสิทธิภาพการ [ 25 ] และ [ 26 ] .