物理性污染控制-第五章-放射性污染及其控制.ppt

物理性污染控制,主编 陈杰瑢,第五章 放射性污染及其防治,目 录,第一节 概 述,第二节 辐射计量学基础,第三节 放射性废物与防治标准,第四节 放射性废物处理技术,第五节 放射性污染去污技术,一、环境中放射性的来源,二、辐射的生物效应及其危害,第一节 概 述,放射源,天然辐射源（天然本底照射）,人工辐射源,宇宙辐射,地球内放射性物质,人体内放射性物质,核试验放射性污染核能、放射性同位素生产核材料贮存、运输放射性固体废物处理与处置核设施退役,一、环境中放射性的来源,世界范围内，天然本底辐射每年对个人的平均辐射剂量约为2.4毫希（mSv）因地区天然本底辐射水平不同。,1986年4月26日，乌克兰北部切尔诺贝利核电站4号反应堆因违规操作严重爆炸，31人当场死亡，200多人受到严重放射性辐射，成为核能利用史上一大悲剧,切尔诺贝利的教训,二、辐射的生物效应及其危害,（一）,辐射的生物效应,（二）,辐射对人体的危害,（一）,辐射的生物效应,图5-1 辐射生物反应的演变过程,辐射与人体相互作用会导致某些特有生物效应其性质和程度主要取决于人体组织吸收的辐射能量，演变过程如图5-1所示。,（一）,辐射的生物效应,1.辐射对细胞的作用,2.辐射的生物效应,1.辐射对细胞的作用,影响因素,物理因素,生物因素,辐射类型、辐射能量、吸收剂量、剂量率、照射方式、受照姿势及其在辐射场内的取向等。,表5-1 生物死亡50的吸收剂量值,种系的演化程度、机体结构、个体不同发育阶段、不同细胞、组织或器官对辐射敏感性各异,生物效应,躯体效应,遗传效应,2.辐射的生物效应,辐照对受照者本身的有害效应；是由于人体普通细胞受损引起的；只影响到受照者个人本身。,辐射引起人体细胞内的基因突变；是生殖细胞受损伤引起的有害效应；影响到受照者后代的身体缺陷。,（二）,辐射对人体的危害,1.急性放射病,由大剂量急性照射引起，多为意外核事故、核战争造成。,全身性辐射损伤局部性辐射损伤,按射线的作用范围，短期大剂量外照射引起 的辐射损伤可分成,2.远期影响,主要是慢性放射病和长期小剂量照射对人体 健康的影响，多属于随机效应。,慢性放射病是由于多次照射、长期累积的结果。危害取决于受辐射时间和辐射量,表5-2 各类天然和人工辐射源辐射的集体剂量估计值,第二节 辐射计量学基础,一、辐射剂量学的基本量和单位,二、辐射防护有关的量和概念,放射性活度,一、辐射剂量学的基本量和单位,照射量,吸收剂量,剂量当量,有效剂量当量,集体剂量当量,待积剂量当量,放射性活度,定义：单位时间内放射性原子核所发生的核 转变数，符号A。单位：SI单位：Bq(贝可)，1Bq表示每秒钟发生 一次核衰变；曾用单位：Ci(居里)；1Ci=3.71010Bq。,照射量,1.照射量X定义：表示或X射线在空气中产生电离能力 大小的辐射量。定义式：（5-1）单位：SI单位：C/kg；曾用单位：R(伦琴)；1 R2.58l010 C/kg。,射线在质量为dm的空气中释放出来的全部电子(正电子和负电子)被空气完全阻止时，在空气中产生的一种符号离子的总电荷的绝对值，C,受照空气的质量，kg,照射量只用于量度或X射线在空气介质中产生的照射效能。,吸收剂量,1.吸收剂量D定义：单位质量受照物质中所吸收的平均辐 射能量。定义式：（5-3）单位：SI单位:Gy（戈瑞）；曾用单位:rad(拉德)；1rad=0.01Gy。,电离辐射授予质量为dm的物质的平均能量，J；,受照空气的质量，kg,吸收剂量在剂量学的实际应用中是一个非常重要的物理量适用于任何类型的辐射和受照物质，且受照物质中每一点都有特定的吸 收剂量数值；给出吸收剂量数值时须指明辐射类型、介质种类和所在位置。,剂量当量,定义：组织内某一点的剂量当量 H=DQN（5-5）单位：Sv（希沃特）；曾用单位：rem(雷姆)；1rem=0.01Sv。,生物效应受辐射类型与能量、剂量与剂量率大小、照射条件及个体差异等因素的影响，故相同的吸收剂量未必产生同等程度的生物效应。为了用同一尺度表示不同类型和能量的辐射照射对人体造成的生物效应的严重程度或发生几率的大小，辐射防护上采用剂量当量这一辐射量。,在该点所接受的吸收剂量，Gy,品质因数，用以计量剂量的微观分布对危害的影响,国际放射防护委员会规定的其他修正系数，目前规定N1,有效剂量当量,受照器官和组织的总危险度按有效剂量当 量计算 HE=WTHT（5-6）式中：HE有效剂量当量，Sv；HT器官或组织T所接受的剂量当量，Sv；WT该器官的相对危险度系数。,集体剂量当量,一次大的放射性实践或放射性事故，会涉及许多人，因此采用集体当量剂量定量表示一次放射性实践对社会总的危害。,集体剂量当量,1.集体剂量当量,定义：各组内人均所接受的剂量当量与该组 人数相乘，然后相加所得的总剂量当量数。,(5-7),集体剂量当量，人Sv,第i组人群组中每个人的器官或组织T平均所受到的剂量当量，Sv,第i组人群组的人数。,集体剂量当量,2.集体有效剂量,定义：量度某一人群所受的辐射照射，则按集体有效剂量计算，即,(5-8),集体有效剂量，人Sv,第i组人群组接受的平均有效剂量，人Sv,第i人群组的人数。,待积剂量当量,定义：单次摄入某种放射性核素后，在50年期间该组织或器官所接受的总剂量当量，即,(5-9),待积剂量当量，Sv,源器官S摄入放射性核素后50年内发生的总衰变数。,源器官中的放射性粒子传输给单位质量靶器官的有效能量(TS)表示由源器官S传输给靶器官T。,二、辐射防护有关的量和概念,（一）,与辐射防护有关的概念,（二）,剂量与效应的关系,（三）,剂量限制体系,1危险度和危害,危害G:有害效应的发生频数与效应的严重程度的乘积，即,危害,第i组人群接受的平均剂量当量，Sv,该组发生有害效应的频数；,严重程度，对可治愈的癌症，gi0；对致死癌症，gi1,2关键人群组（简称关键组）,定义：在某一给定实践所涉及的各受照人群组中，预期将受到最大辐射照射的人群组。关键人群组所受到的辐射照射是量度公众成员由于该实践所受剂量的上限。,3关键照射途径,定义：某种辐射实践对人产生照射剂量的各种途径(食入、吸入、外照射等)中最具重要的意义的某一种照射途径。,4关键核素,某种辐射实践释放的几种核素中对受照人体或人体若干器官或组织有最重要影响的核素。,（一）,与辐射防护有关的概念,剂量与效应的关系按对人体的危害分为,随机效应,确定性效应,（二）,剂量与效应的关系,“线性”、“无阈”,“有阈值”效应,发生几率与剂量大小有关的效应。辐射防护中把随机性效应与剂量的关系简化地 假设为线性无阈。线性是指随机性效应的发生几率与所受剂量之间成线性关系。无阈意味着任何微小的剂量都可能诱发随机性效应。,受照剂量大于阈值，就会发生确定性效应；其严重程度与所受的剂量大小有关，剂量越大后果越严重；具体阈值大小与个体情况有关；确定性效应的剂量阈值相当大，正常情况下一般不可能达到，只有在大放射性事故下才可能发生。,只要将剂量限制在其阈值以下，效应就不会发生。,随机性效应,通过减少剂量的方法虽能降低其发生率，但不能完全避免；,确定性效应,1辐射防护原则,（三）,剂量限制体系,基本原则,（1）辐射实践正当性,（2）辐射防护最优化,（3）限制个人剂量当量,为了达到辐射防护目的，国际放射防护委员会（ICRP）提出三项基本原则,在施行伴有辐射的任何实践前，须经过正当性判断，确认这种实践具有正当理由，获得的利益大于代价(包括健康损害和非健康损害的代价)。,避免一切不必要的照射，在考虑到经济和社会因素的条件下，所有辐照都应保持在可合理达到的尽量低的水平。,用剂量限值对个人所受的照射加以限制。,2基本限值,（1）职业照射：适用于辐射工作人员,ICRP：5年平均年有效剂量限值20mSv，任一年有效剂量不得超过50mSv。GB8703-88辐射防护规定：年有效剂量当量限值50mSv；还规定了其他单个器官或组织的年剂量当量限值。,（2）公众照射：适用于公众成员,ICRP：有效剂量年限值为1mSv，5年平均不超过1mSv。GB8703-88辐射防护规定：年有效剂量当量不超过1 mSv。,3导出限值,根据基本限值，通过一定模式导出的供辐射监测结果比较用的限值。,4管理限值,为了管理目的，主管部门或企业负责人可以根据最优化原则，对辐射防护有关的任何量制定管理限值，但它们必须严于基本限制或导出限制。,一、放射性废物及处理途径,二、放射性废物的来源和分类,三、环境放射性防护标准,四、辐射防护一般措施,第三节 放射性废物与防治标准,一、放射性废物及处理途径,放射性废物：含放射性核素或被之污染，其 浓度或比活度大于规定的清洁解控水平，预期不会再被利用的废弃物。处理基本途径浓缩及固化处理与环境隔绝长期安全存放净化后有控制排放去污后再循环利用。,二、放射性废物的来源和分类,（一）,放射性废物来源和特点,（二）,放射性废物的分类,（三）,放射性废物的处理原则,（一）,放射性废物来源和特点,来源,核设施产生的放射性废物,伴生矿产生的放射性废物,核技术应用产生放射性废物,核设施产生的放射性废物（图5-2）,伴生矿产生的放射性废物（图5-3）,核技术应用产生放射性废物（图5-4）,（一）,放射性废物来源和特点,特点,（1）长期危害性,（2）处理难度大,（3）处理技术复杂,（二）,放射性废物的分类,1国家分类标准,放射性废物分类标准(GB9133-1995)（表5-4）,按比活度和半衰期将放射性废物分为,高放长寿命中放长寿命低放长寿命中放短寿命低放短寿命,从处理和处置的角度,寿命长短按半衰期30年为限,（二）,放射性废物的分类,2其他分类方法,按射线种类：甲、乙、丙种放射性废物。,按废液的pH值：酸性放射性废水、碱性放射性废水（较少用）,IAEA放射性废物管理基本原则（表5-5）,（三）,放射性废物的处理原则,我国放射性废物管理40字方针,（三）,放射性废物的处理原则,减少产生、分类收集、净化浓缩、减容固化、严格包装、安全运输、就地暂存、集中处置、控制排放、加强监测。,依据IAEA的基本原则制定,三、环境放射性防护标准,我国现已发布实施的辐射环境管理的专项法 规、标准等计50多项。对于核设施（军、民）、核技术应用和伴生 矿物资源开发，除遵守环境保护法规的基本 原则外，着重强调辐射环境管理的特殊要求。我国强制性执行的关于辐射防护国家标准及 规定可参见有关标准,四、辐射防护一般措施（表5-7）,二、放射性废液处理技术,三、放射性废气处理技术,第四节 放射性废物处理技术,一、放射性固体废物处理技术,一、放射性固体废物处理技术,放射性固体废物,湿固体,干固体,蒸发残渣、沉淀泥浆、废树脂等,焚烧炉灰、污染用品、工具、设备、废过滤器芯、活性炭等,（一）,固化技术,（二）,减容技术,一、放射性固体废物处理技术,（一）,固化技术,固化对象：弥散性物质,放射性废液处理产生的泥浆、蒸发残渣和废树脂等湿固体；焚烧炉灰等干固体,固化：在放射性废物中添加固化剂，使 其转变为不易向环境扩散的固体的过程。,1.固化的一般要求,使废物转变成适宜最终处置的稳定固化体；固化材料及工艺的选择应保证固化体的质量；应能满足长期安全处置的要求和进行工业规模生产的需要；对废物的包容量大，工艺过程及设备简单、可靠、安全、经济。,理想的废物固化体主要特性指标,（1）低浸出率浸出率：确定固化产品中放射性核素在水或其他溶液中析出情况的指标。低浸出率：使放射性污染的扩散减至最小，固化体可长时间存放在地下处置库或水中。,（2）高导热率使固化体因内部温度过高而损坏的可能性减至最小；容许固化高浓度的放射性废物，又不致产生过高的内部温度。,（3）高耐辐射性保证固化体不致由于放射性废物产生的辐射而损坏。,（4）高生化稳定性和耐腐蚀性 保证固化体不致由于周围环境介质的腐蚀或本身所含有的化学物质的腐蚀而损坏。,（5）高机械强度保证固化体在装卸、运输、处置期间的结构完整性，而不致出现破裂或粉碎。,（6）高减容比最终固化物体积应小于掺入的废物体积减容比的大小取决于能嵌入固体中的废物和可以接受的水平是鉴别固化方法和衡量最终处置成本的一项重要指标。,1.固化的一般要求,2.常用固化方法（表5-8）,2.常用固化方法,（1）水泥固化,（2）沥青固化,（3）塑料固化,（4）玻璃固化,（1）水泥固化,原理,基于水泥的水合和水硬胶凝作用。,适用,中、低放废水浓缩物的固化。,配方,实验确定。影响水泥固化配方的主要因素:废物种类、pH、水泥类型、添加剂、废物比、水灰比(水与水泥重量比)、盐灰比(废物干盐份与水泥重量比)、固化体要求。,（1）水泥固化,工艺、设备简单，投资费用少；可连续操作；可直接在贮存容器中固化。,增容大（所得到的固化物体积约为掺 入废物体积的1.67倍）放射性核素的浸出率较高。,优点,缺点,水泥固化基本方法,图5-5 桶内混合的废物水泥固化系统,图5-6 在线混合的废物水泥固化系统,水力压裂地下水泥固化法,利用石油开采技术，把中放废液、水泥和添加剂混合灰浆，以高压（注射压力约1530MPa）注入200400m深的不渗透的页岩层裂缝中，凝结固化。,大体积浇注水泥固化法,低、中放废物处置场就地进行水泥固化的方法，适用于处置场附近废物量大的核设施。,移动式水泥固化法,适于核设施分散，废物点多、量小的地区，经济实用。国外普遍使用，我国依靠进口。,水泥固化技术指标,浸出率,水泥固化产品浸出率较高，按其几何表面计算可高达10-2gcm2d。,废物包容量,盐灰比大，包容废物量大，但产品机械强度降低。盐灰比一般为0.150.3，最高可达0.5。,机械强度,国家标准规定7MPa。机械强度低的产品易崩裂，表面积增大，导致环境污染。,水灰比,水灰比大，凝固时间加长，机械强度低，可能残留水分未被完全凝固。,（2）沥青固化,原理,放射性废液与沥青皂化反应。,适用,低、中放射性蒸发残液、化学沉 淀物、焚烧炉灰分等,沥青固化物渗透性和水溶解度很低；与绝大多数环境条件兼容；核素浸出率低，减容大，经济。,沥青中不能添加强氧化剂；固化温度不能过高（180230），否则固化体可能燃烧。,优点,缺点,（2）沥青固化,高温熔化蒸发法,机械乳化法,化学乳化法,沥青固化基本方法,图5-7 刮板薄膜蒸发器沥青固化流程示意图,图5-8 双螺杆挤压机的暂时乳化法沥青固化流程,常温下放射性废物与乳化沥青混合加热，使水分和易挥发有机组分蒸发，脱水干燥后的混合物排入废物容器，冷却硬化成沥青固化体。,优点：乳化沥青在常温下能顺利流动，低温蒸发使沥青降解达到最低限度，相当低的搅拌速度即可达到充分混合。缺点：不适于处理含硝酸盐和亚硝酸盐的废物。,沥青固化技术指标,浸出率,直馏沥青固化产品浸出率低；混合均匀、孔隙度小的产品浸出率较低；碱性固化的浸出率较低。,辐照稳定性,辐照影响随沥青类型、所掺入废物的性质和数量、以及累积吸收剂量和剂量率而变化。,减容比,沥青固化废物体积一般减小。提高产品含盐量，减容比增大，但易使沥青硬化，粘度增加。,（3）塑料固化,放射性废物浓缩物（如树脂、泥浆、蒸残液、焚烧灰等）掺入有机聚合物而固化的方法。,用于废物处理的聚合物有脲甲醛、聚乙烯、苯乙烯-二乙烯苯共聚物(用于蒸残液)，环氧树脂(用于废离子交换树脂)，聚酯，聚氯乙烯，聚氨基甲酸乙酯等。,水与放射性组分可一同掺入聚合物；对可溶性盐有很高的掺和效率；固化体浸出率低；固化体体积小，密度小，不可燃。,某些有机聚合物能被生物降解；固化物老化破碎可能造成二次污染；固化材料价格贵。,优点,缺点,（3）塑料固化,（4）玻璃固化,以玻璃原料为固化剂与高放废物混合，高温(9001200)蒸发、煅烧、熔融、烧结，装桶后经退火处理成玻璃固化体。,原理,类似的高放固化工艺陶瓷固化:添加粘土页岩人工合成岩固化:添加锆、钛、钡、铝氧化物。,放射性浸出率很低。,高放废液玻璃固化温度高；放射性核素挥发量大设备腐蚀极为严重技术难度大，处理成本高。,优点,缺点,（4）玻璃固化,间歇式进料法,连续式进料法,玻璃固化基本方法,高放废液和玻璃原料一起加入罐内，蒸发、煅烧、熔融成玻璃，浇注入贮存容器中，固化罐继续循环使用；熔融玻璃在固化罐内凝固后运去贮存库贮存，是弃罐方式。,罐式玻璃固化法,高放废液与硼酸盐微珠混合后连续加入陶瓷（或金属）电熔炉，高温蒸发脱水、煅烧、11001150保温数小时，经退火处理得高放废物玻璃固化体。,另一种是将蒸发、煅烧过程与熔融过程分别在煅烧炉和熔融炉内完成。,图5-9 硼酸盐玻璃固化流程,（二）,减容技术,目的：减少体积，降低废物包装、贮存、运输和处置的费用。,1.压缩,2.焚烧,原理,依靠机械力作用，使废物密实化，减少体积。,1.压缩,优点,操作简单，设备投资和运行成本低；在核电厂应用相当普遍。,缺点,减容倍数比较低(210)。,常规压缩,超级压缩,压缩基本方法,将装满可压缩固体废物的标准金属圆桶（一般为220L）放置在挤压机平台上，由液压将挤压机圆盘压进金属桶，重复多次直到金属桶装满为止。液压挤压机的工作压力1100MPa体积减缩因子约为5每金属桶约可装100kg的固体废物。,金属、混凝土、橡胶制品和玻璃等重的废物用超级压缩机可压至密度约2500kg/m3。超级压缩机的高端压力100MPa。,表5-9 超级压缩的减容情况,原理,将可燃性废物氧化处理成灰烬(或残渣)。,优点,减容比大(10100倍);可使废物向无机化转变，免除热分解、腐烂、发酵和着火等危险;可回收钚、铀等有用物质。,2.焚烧,干法焚烧,湿法焚烧,焚烧基本方法,对放射性废物焚烧，要求采用专门设计的焚烧炉；炉内维持一定负压；配置完善的排气净化系统；焚烧灰渣应进行固化处理或直接装入高度整体性容器中进行处置。,注意,图5-10 典型的焚烧炉及其废气净化系统示意图,二、放射性废液处理技术,放射性废液处理技术,低、中放废液,高放废液,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),蒸发浓缩后贮存在双壁不锈钢贮槽中。,表5-10 常用放射性废液处理技术的去污系数,图 5-11 典型放射性废水处理工艺流程,（一）,絮凝沉淀,（二）,蒸发,（三）,膜分离和过滤,（四）,离子交换和吸附,二、放射性废液处理技术,（一）,絮凝沉淀,简便，成本低廉；可同时去除悬浮物、胶体、常量盐，有机物和微生物等；与其他方法联用作为预处理方法。,优点,放射性去除效率较低（5070）；去污因数最多只有10左右;产生含大量放射性的污泥。,缺点,净化效率较高，一般去污系数(DF)可达到105;可回收有用的化学物质（如硝酸等）。,优点,不适合处理含易起泡物质和易挥发核素 如Ru，I)废水；蒸发耗能大；处理费用较高。,缺点,（二）,蒸发,（二）,蒸发,图5-12 美国汉福特厂蒸发处理放射性废水系统,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。,特点,（三）,膜分离和过滤,1.膜分离技术,分类,反渗透,微滤和超滤,有效去除含高盐分废液中放射性核素,去除废液中不溶物或胶体微粒上的放射性组分。,1.膜分离技术,电渗析,适于废水中放射性离子去除，不适于胶体粒子去除。,1.膜分离技术,图5-14 典型过滤器的组成,2.过滤技术,（四）,离子交换和吸附,表5-11 离子交换树脂去除单一放射性核素的效果,（三）,离子交换和吸附,图5-15 典型的离子交换流程,三、放射性废气处理技术,（一）,放射性粉尘的处理,（二）,放射性气溶胶的处理,（三）,放射性气体的处理,（四）,碘同位素的处理,（五）,废气的排放,除尘设备,机械式除尘器,过滤式除尘器,去除粒径大于60m的粉尘颗粒。,去除粉尘粒径小于10m；净化气粉尘浓度为12 mg/m3。,湿式除尘器,去除粒径106m的粉尘颗粒；净化气粉尘浓度100mg/m3。,（一）,放射性粉尘的处理,电除尘器,微米粒径去除率99以上。,（二）,放射性气溶胶的处理,（三）,放射性气体的处理,吸附法,活性炭滞留床,低温分馏装置,对85Kr、133Xe有良好吸附选择性,对85Kr的回收率大于99。,液体吸收装置,使用致冷剂吸收溶解度较高的惰性气体。,贮存衰变,对短寿命放射性核素有效、经济去除。,（四）,碘同位素的处理,碘同位素（131I、129I）是放射性废气中 主要的挥发性放射性核素；活性炭吸附器既能吸附元素碘(I2)，又 能吸附有机碘(如CH3I)；从湿空气中去除有机碘，活性炭须用碘 化钾或三乙烯二胺(TEDA)浸渍处理。,放射性废气净化达标后，一般通过高烟囱(60150m)稀释扩散排放；选择有利的气象条件排放；排放口要设置连续监测器。,（五）,废气的排放,表5-12 核工业中常用的废气净化设备的DF,图5-16 典型的放射性废气处理流程图,一、概述,二、化学去污技术,三、机械去污技术,四、其他去污新技术,第五节 放射性污染去污技术,一、概述,放射性污染,放射性物质沉积在材料、结构物或设备表面。,机械沾污,物理吸附,化学吸附,一、概述,（一）,去污的定义,（二）,去污的目的,（三）,核设施去污技术的选择原则,（一）,去污的定义,放射性去污,用化学或物理方法除去沉积在核设施结构、材料或设备内外表面上的放射性物质。,评价指标,去污系数DF,（5-15）,去污率DE,（5-16）,A0、Ai分别为去污前和i次去污后放射性核素的活度,Bq,（二）,去污的目的,（三）,核设施去污技术的选择原则,效益方面,技术方面,辐射安全,去污效率,经济效益,废物最少化,化学去污,机械去污,电抛光去污,超声去污,二、化学去污技术,化学去污,用化学方法去除沉积在部件内外表面上放射性物质。,适用范围,无损伤管道系统的远距离去污；大面积区域(如地面和墙壁)的有效去污；人难以接近的表面去污。,二、化学去污技术,（一）,化学去污的优缺点,（二）,化学去污常用试剂,（三）,化学去污常用工艺,（一）,化学去污的优缺点,（二）,化学去污常用试剂,分类,按化学去污试剂的性质和类型分,水（水蒸气）、酸、碱、盐或络合剂、氧化剂和还原剂、去垢剂和表面活性剂等；,按对去污对象的腐蚀性分,非腐蚀性、低腐蚀性和强腐蚀性化学去污剂,（二）,化学去污常用试剂,浸泡法,循环冲洗法,泡沫去污法,可剥离膜去污法,化学凝胶去污法,（三）,化学去污常用工艺,三、机械去污技术,三、机械去污技术,图5-17 高压水喷洗去污流程示意图,四、其他去污新技术,电抛光去污技术,超声波去污技术,光烧蚀去污技术,高温火焰去污技术,熔炼去污技术,其他新技术,电抛光去污技术,图5-18 电抛光去污原理图,在电解槽中待去污物体作为阳极，电流通过时发生阳极材料表面溶解，表面的放射性污染清除、释放到电解液中。电抛光去污表面的放射性水平可降低到接近本底水平能对形状比较复杂的部件和大表面的导电体去污。,原理,将超声波（20kHz）能量转变为低振幅机械能，使清洗液对污染部件产生空化效应和机械冲击作用，达到洗涤去污的目的。,适用范围,超声清洗受槽尺寸和换能器功率的限制，适用于小型物体的去污。不适用混凝土、塑料和橡胶制品等能吸收超声波能的物质。,超声波去污技术,光烧蚀去污技术,原理,利用光的吸收及其转变为热能，选择性地清除物体表面的放射性污物。,特点,光源：激光、氙闪光灯和等离子体灯。选用合适频率的光，当光强足够大，在微秒或更短时间内可将污染层加热到10002000，对基体材料无影响。去污不用化学试剂和磨料，不增加二次废物体积。,原理,对不易燃烧表面的有机污物用可控高温火焰使之热裂解。,特点,去污温度高，火焰停留时间应尽量短，以使材料的破坏减少到最低程度。主要用于有涂层和无涂层的混凝土、水泥、砖和金属表面的去污。有机污物热分解产生气态污物二次污染。,高温火焰去污技术,熔炼去污技术,原理,是一种冶金方法，通过熔融使污染金属中的放射性核素在钢锭、炉渣和过滤灰尘之间重新分配，使污染材料得以去污。,特点,特别适于复杂几何形状设备的去污和减容。熔炼尾气须经净化系统处理。炉渣须作适当处理。,其他新技术,