IMOBILISASI LIMBAH SLUDGE RADIOAKTIF DARI …digilib.batan.go.id/e-prosiding/File...

Prosiding Seminar Nasional Teknologi Pengelolaan Limbah IX

Pusat Teknologi Limbah Radioaktif-BATAN ISSN 1410-6086

Fakultas Teknik Universitas Sultan Ageng Tirtayasa

111

IMOBILISASI LIMBAH SLUDGE RADIOAKTIF DARI

DEKOMISIONING FASILITAS PEMURNIAN ASAM FOSFAT

MENGGUNAKAN BAHAN MATRIKS SYNROC

Gunandjar

Pusat Teknologi Limbah Radioaktif-BATAN

ABSTRAK

PENGEMBANGAN TEKNOLOGI PENGOLAHAN LIMBAH RADIOAKTIF DARI

INDUSTRI : IMOBILISASI LIMBAH SLUDGE RADIOAKTIF DARI DEKOMISIONING

FASILITAS PEMURNIAN ASAM FOSFAT MENGGUNAKAN BAHAN MATRIKS SYNROC. Kegiatan dekomisioning fasilitas Pemurnian Asam Fosfat Petrokimia Gresik (PAF-PKG) menimbulkan

limbah radioaktif cair organik yang mengandung uranium, pelarut organik, dan air. Limbah tersebut diolah

dengan proses biooksidasi untuk reduksi volume. Hasil pengolahan tersebut berupa sludge radioaktif yang

beraktivitas alfa pada nilai 0,4 ≤ α ≤ 40,2 kBq/liter, beta pada harga 1173 ≤ β ≤ 4100 Bq/liter dan kadar

padatan total 40-50 % berat. Sludge tersebut mengandung uranium, termasuk dalam klasifikasi limbah alfa

umur panjang yang harus diimobilisasi melalui proses pemadatan. Pada makalah ini dilakukan pengkajian

penggunaan synroc sebagai alternatif matriks untuk solidifikasi limbah sludge radioaktif dari dekomisioning

fasilitas PAF-PKG.. Synroc adalah bentuk kristalin padat yang tersusun dari gabungan fase-fase titanat yang

stabil dan dipilih karena kestabilan geokimia dan kemampuan kolektif untuk imobilisasi semua unsur

radioaktif dalam limbah radioaktif. Uji pelindihan Synroc limbah menunjukkan bahwa laju pelindihan sangat

rendah, untuk unsur-unsur valensi satu dan valensi dua (Cs, Ca, Sr, Ba) dalam synroc adalah 1.5x10-3 –

4,0x10-4 g.m-2.hari-1 yaitu sekitar 500 sampai 2000 kali lebih kecil dari pada tipe gelas borosilikat untuk

imobilisasi limbah radioaktif. Laju pelindihan untuk unsur-unsur multivalent seperti Nd, Zr, Ti, dan U dari

synroc limbah adalah 2,5x10-5 – 5,0x10-6 g.m-2.hari-1 yaitu sekitar 10.000 kali lebih kecil daripada dari gelas

borosilikat limbah. Hasil pengujian ini dapat disimpulkan bahwa laju pelindihan unsur-unsur dalam synroc

limbah berhasil baik untuk imobilisasi limbah cair aktivitas tinggi dan sangat baik terutama untuk imobilisasi

unsur-unsur aktinida pemancar alfa umur panjang, sehingga sangat baik untuk imobilisasi limbah slude

radioaktif dari dekomisioning fasiltas PAF-PKG yang mengandung uranium.

Kata kunci : imobilisasi limbah sludge radioaktif, limbah alfa umur panjang, synroc.

ABSTRACT

TECHNOLOGY DEVELOPMENT OF RADIOACTIVE WASTE TREATMENT FROM

INDUSTRY : THE IMMOBILIZATION OF RADIOACTIVE SLUDGE WASTE ARISING FROM

DECOMMISIONING OF PHOSPHORIC ACID PURIFICATION FACILITY USING MATRIX MATERIAL OF SYNROC. The decommissioning of Phosphoric Acid Purification - Petrokimia Gresik

(PAP-PKG) facility generates organic radioactive liquid waste containing uranium, organic solvent, and

water. The waste was treated by bio-oxidation process for volume reduction. The process result was

radioactive sludge having the activities of alpha 0,4 ≤ α ≤ 40,2 kBq/liter, and beta 1173 ≤ β ≤ 4100 Bq/liter,

and total suspended solid of 40-50 % weight. The sludge contains uranium including long-live alpha waste

classification, must be immobilized by solidification process. In this paper, assessment for solidification of

the active slude waste from PAP-PKG facility using matrix material of synroc was carried-out. Synroc is a

solid crystalline form comprising a stable assemblage of titanate phases chosen for their geochemical stability

and collective ability to immobilize all the radioactive elements present in radioactive waste. Testing of the

wasteform synroc shown that the leach-rates for univalent and divalent elements (Cs, Ca, Sr, Ba) in synroc

are 1.5x10-3 – 4,0x10-4 g.m-2.day-1 about 500 to 2000 times smaller than from a typical borosilicate glass

proposed for radioactive waste immobilization. Leach-rates for multivalent elements (Nd, Zr, Ti, U) from

synroc are 2,5x10-5 – 5,0x10-6 g.m-2.day-1 about 10.000 times smaller than from borosilicate glass. The

testing results can be concluded that the leach-rates of synroc wasteforms should succeed for high liquid level

waste and particularly very well for immobilization of the long-lived alpha-emitter of actinide elements, so

that it is the best for immobilization for the radioactive sludge waste from decommissioning PAP-PKG

facility containing of uranium.

Keywords: immobilization of radioactive sludge waste, long life alpha waste, synroc.




112

PENDAHULUAN

Fasilitas Pemurnian Asam Fosfat -

Petrokimia Gresik (PAF-PKG) dihentikan

operasinya sejak 12 Agustus 1989,

selanjutnya dilakukan dekomisioning

dengan izin dari BAPETEN (Badan

Pengawas Tenaga Nuklir) yang tertuang

dalam Surat Izin Dekomisioning No.

286/ID/DPI/ 14-X/2004 tanggal 14 Oktober

2004 yang berlaku selama 5 tahun sampai

dengan 13 Oktober 2009 [1]

. Kegiatan

dekomisioning fasilitas PAF-PKG

menimbulkan limbah radioaktif cair organik

yang mengandung uranium, campuran

pelarut (solven) D2EHPA [di(2-ethyl hexyl

phosphoric acid] (C16H35O4P0), TOPO

(triocthylphosphine oxide) (C24H51OP), dan

kerosen (pada rasio 4:1:16) serta air (rasio

pelarut terhadap air 1:3), yang mempunyai

volume 371 m3, pH 3,48, Chemical Oxygen

Demand (COD) 31.500 ppm, dan Biologycal

Oxygen Demand (BOD) 2.200 ppm, serta

aktivitas alfa (α) dan beta (β) berturut-turut

1200 dan 2600 Bq/liter, ditampung dalam

bak penampung berukuran 14x15x3 m3 di

lokasi fasilitas PAF-PKG. Limbah tersebut

merupakan limbah bahan berbahaya dan

beracun (B3) yang radioaktif mengandung

radionuklida uranium (U-238) dan 14 anak

luruhnya yaitu U-234, Th,234, Th-230, Pa-

234, Ra-226, Rn-222, Po-218, Po-214, Po-

210, Bi-214, Bi-210, Pb-214, Pb-210, dan

Pb-206 [2]

. Uranium dan beberapa anak

luruhnya merupakan radionuklida pemancar

alfa sebagaimana sifat partikel alfa yang

mempunyai daya rusak besar maka jika

masuk ke dalam tubuh akan menimbulkan

kerusakan pada jaringan biologis.

Disamping mempunyai daya rusak terhadap

jaringan biologis anak luruh U-238 seperti

U-234, Th-234, Th-230,Ra-226, Po-210, dan

Pb-210 mempunyai sifat radiotoksisitas yang

sangat tinggi [2,3]

. Guna menghindari resiko

pencemaran lingkungan, limbah tersebut

telah diolah dengan proses biooksidasi

(oksidasi biokimia) untuk menurunkan nilai

COD, BOD dan pH serta radioaktivitasnya

menjadi nilai yang memenuhi baku mutu

limbah cair industri pada nilai COD ≤ 100

ppm, BOD ≤ 50 ppm, dan pH 5-9 [4]

, serta

baku mutu tingkat radioaktivitas di

lingkungan untuk uranium dalam air sebesar

1000 Bq/liter [5]

.

Proses biooksidasi dilakukan setelah

penetralan larutan dengan NaOH, digunakan

campuran bakteri aerob yang digunakan

meliputi bacillus sp, aeromonas sp,

pseudomonas sp, dan arthobacter sp.

Pengolahan limbah dengan proses

biooksidasi diperoleh sludge (lumpur)

radioaktif dan beningan. Beningan yang

dihasilkan telah memenuhi baku mutu

dengan nilai COD dan BOD berturut-turut

sebesar 51 ppm dan 22 ppm, dan aktivitas <

1000 Bq/liter. Hasil sludge merupakan

limbah radioaktif beraktivitas alfa pada

harga 0,4 - 40,2 Bq/liter, dan beta pada nilai

1173 - 4100 Bq/liter, kadar padatan total 40-

50 % berat [1]

.

Limbah sludge radioaktif tersebut

harus diisolasi guna melindungi masyarakat

dan lingkungan dari dampak radiasi. Isolasi

limbah radioaktif dilakukan dengan cara

imobilisasi melalui proses solidifikasi

(pemadatan) limbah dengan suatu bahan

matriks, sehingga diperoleh blok hasil

solidifikasi dimana limbah radioaktifnya

terkungkung dan terisolasi di dalamnya.

Bahan matriks yang biasa digunakan dalam

proses solidifikasi limbah radioaktif antara

lain semen, aspal (bitumen), plastik polimer,

dan gelas. Pengembangan terakhir telah

digunakan bahan matriks synroc (synthetic

rock). Pemilihan bahan matriks tersebut

tergantung pada tinggi rendahnya aktivitas,

panjang-pendeknya waktu paruh, dan sifat

fisik dan kimia dari limbah.

Limbah Sludge radioaktif dari


mengandung uranium dan anak luruhnya

termasuk dalam kriteria limbah pemancar

alfa berumur panjang aktivitas rendah atau

sedang. Limbah ini dapat disolidifikasi

menggunakan bahan matrik plastik polimer

atau aspal. Pengembangan terakhir limbah

jenis ini digunakan bahan matriks synroc.

Dalam makalah ini dilakukan pengkajian

penggunaan synroc sebagai alternatif

matriks untuk solidifikasi limbah sludge

radioaktif dari dekomisioning fasilitas PAF-

PKG. Synroc adalah bentuk kristalin padat

yang tersusun dari gabungan fase-fase titanat

yang stabil dan dipilih karena kestabilan

geokimia dan kemampuan kolektif untuk

imobilisasi semua unsur radioaktif dalam

limbah radioaktif.

DASAR TEORI

Solidifikasi Limbah Radiokatif

Solidifikasi limbah radioaktif

merupakan proses imobilisasi yang

bertujuan agar radionuklida terfiksasi,

terkungkung, dan tertahan dalam rongga




113

diantara kristal matriks bahan pemadat

sehingga radionuklida tersebut tidak mudah

lepas oleh rembesan air yang menembus ke

dalam hasil solidifikasi dan radiasinya

tertahan. Limbah radioaktif aktivitas rendah

atau sedang mengandung unsur radioaktif

waktu paroh ≤ 30,17 tahun dan aktivitas

maksimum 1 Ci/m3 biasanya diimobilisasi

dengan matriks semen. Matriks semen yang

merupakan campuran dari material semen,

pasir, aditif, dan air bereaksi secara kimia

dan mengeras, memberikan solidifikasi

berupa beton yang merupakan material

komposit [6]

. Kualitas blok beton yang baik

harus memenuhi standar IAEA

(International Atomic Energy Agency)

sebagai berikut [7]

: kerapatan 1,70 - 2,50

g/cm3, kuat tekan beton yang telah berumur

28 hari : 20 - 50 N/mm2, dan laju pelindihan

radionuklida terimobilisasi dalam beton :

1,7x10-1

- 2,5x10-4

g/cm2.hari. Penggunaan

bahan matriks untuk solidifikasi limbah

radioaktif sesuai dengan jenis limbah, serta

sistem penyimpanan akhir (sistem disposal)

ditunjukkan pada Tabel 1.

Bahan matriks plastik dipakai juga

untuk solidifikasi limbah radioaktif berumur

pendek aktivitas rendah dan sedang,

disamping dapat pula untuk solidifikasi

limbah radioaktif alfa berumur panjang.

Selain plastik polimer, solidifikasi limbah

alfa berumur panjang juga dapat digunakan

bahan matriks aspal (bitumen). Bahan matrik

gelas borosilikat dipakai untuk solidifikasi

limbah cair aktivitas tinggi (LCAT) umur

panjang yang ditimbulkan dari proses olah-

ulang bahan bakar nuklir bekas. Keempat

jenis bahan matrik tersebut (semen, aspal,

plastik polimer, dan gelas) telah digunakan

secara komersial di negara-negara maju di

bidang nuklir. Tabel 1 menunjukkan bahwa

untuk limbah radioaktif pemancar alfa

berumur panjang aktivitas rendah atau

sedang (termasuk limbah sludge dari

dekomosioning fasilitas PAF-PKG) dapat

disolidifikasi menggunakan bahan matrik

plastik polimer atau aspal. Pengembangan

terakhir limbah jenis ini digunakan bahan

matriks synroc.

Tabel 1. Klasifikasi limbah berdasar umur paroh radionuklidanya dan solidifikasi (bahan

matriks) serta tipe penyimpanan akhirnya [7]

.

No

Karakteristik yang

ditinjau

Klasifikasi

Limbah berumur

pendek

Limbah Berumur Panjang

Limbah alfa Limbah akyivitas

Tinggi 1 Aktivitas awal

radionuklida yang

berwaktu paroh ≤

30,17 tahun

Rendah atau

sedang, aktivitas-

nya dapat

diabaikan setelah

500 tahun.

Rendah atau sedang,

aktivitasnya dapat

diabaikan setelah 300

tahun.

Sangat tinggi,

aktivitas dapat

diabaikan setelah

beberapa ratus

tahun.

Aktivitas awal radio-

nuklida yang

berwaktu paroh

ratusan atau ribuan

tahun.

Nol atau sangat

rendah, lebih kecil

dari batas ambang

yang ditetapkan.

Rendah atau sedang, Rendah atau sedang.

Radiasi utama yang

dipancarkan

Beta-gamma

(β-γ)

Alfa (α) Beta-gamma selama

beberapa ratus

tahun, kemudian

setelah itu yang

utama alfa.

2 Radionuklida yang

utama.

Sr-90(28,8 tahun),

Cs-137(33 th), Co-

60 (5 th), Fe-

55(2,5 th).

Np-237 (2x106th),

Pu-239 ( 2,4x104th),

Am-241(4x102th),

dan Am 243

(8x103th)

Co-60, Sr,90, Np-

137, Pu-239, Am-

241, dan Am-243.

3 Bahan Matriks untuk

solidifikasi.

Semen , plastik

(polimer)

Plastik (polimer),

aspal (bitumen)

Gelas (vitrifikasi).

4 Sistem penyimpanan

akhir.

Penyimpanan

tanah dangkal

selama 300 tahun.

Penyimpanan tanah

dalam selama jutaan

tahun.

Penyimpanan tanah

dalam selama jutaan

tahun.




114

Pengembangan Imobilisasi Limbah Dengan

Bahan Matriks Synroc

Pengembangan bahan matriks

synroc pertama kali dikemukakan sebagai

alternatif pengganti gelas borosilikat untuk

imobilisasi limbah cair aktivitas tinggi

(LCAT), dengan ide dasar memasukkan

limbah hasil belah dan aktinida ke dalam

kisi-kisi kristal mineral sintetis yang telah

diketahui mempunyai umur yang sangat

panjang (beberapa juta tahun) di alam.

Sebagai ilustrasi ditemukan chemical zoning

dari mineral zirconite alam dalam umur 40

juta tahun yang ditemukan di Adamello Itali

Utara, kristal tersebut mengandung : 2,7 –

17,1 % berat ThO2 dan 0,7 – 6,0 % berat

UO2 dan telah dihitung dosis peluruhan α

adalah 0,2 – 1,0 x 1016

α /mg yang equivalen

dengan umur suatu synroc yang disimpan

selama 105 sampai 10

6 tahun

[8].

Perkembangan selanjutnya pada

tahun 1978, RINGWOOD [9]

menemukan

synroc yang merupakan gabungan mineral

titanat yang jauh lebih tahan terhadap air

dibanding dengan gelas borosilikat. Proses

imobilisasi limbah dalam synroc dilakukan

dengan cara mencampurkan limbah hasil

belah atau aktinida dalam larutan asam nitrat

dengan prekursor oksida (precursor oxide),

kemudian campuran tersebut dikeringkan,

dikalsinasi dan dipres-panas dibawah

kondisi reduksi pada suhu sekitar 1200 0C

untuk membentuk suatu keramik multi-fase

yang padat [10]

. Komposisi prekursor oksida

(dalam % berat) adalah : Al2O3 (5,4); BaO

(5,6); CaO (11,0); TiO2 (71,4) dan ZrO2

(6,6). Pembentukan fase-fase utama mineral

synroc terjadi pada suhu tinggi sekitar

1200 0C dengan reaksi seperti ditunjukkan

pada reaksi 1, 2 dan 3.

Pada pengembangan synroc

terbentuk turunan fase utama dengan unsur-

unsur yang terkandung dalam limbah, yaitu :

pyrochlore (CaATi2O7, A = Gd, Hf, Pu, dan

U) yang merupakan turunan zirconolite

dengan penambahan unsur penyerap neutron

(Hf dan Gd) untuk mencegah terjadinya

kritikalitas, brannerite (AnTi2O6, An =

aktinida), dan freudenbergite

(Na2Fe2Ti6O16). Pembuatan synroc dengan

prekursor slurry dapat meningkatkan tingkat

muat sampai 30% berat limbah [8,10]

. Fase-

fase penyusun synroc dan radionuklida yang

masuk ke dalam kisi-kisi berbagai fase

mineral yang ada ditunjukkan pada Tabel 2.

BaO + Al2O3 + 8 TiO2 --------> Ba(Al,Ti)2Ti6O16 + 2O2 ..................................... (1) (Hollandite)

CaO + ZrO2 + 2TiO2 ----> CaZrTi2O7 ............................................................. (2) (Zirconolite)

CaO + TiO2 --------> CaTiO3 .......................................................................... (3) (Perovskite)

Tabel 2. Fase-fase utama dan turunannya dalam mineral synroc-C (standar) dan radionuklida yang

masuk dalam kisi-kisi fase mineral [8,9]

.

Fase mineral Rumus kimia Radionuklida dalam kisi fase mineral

Hollandite,

Zirconolite,

Perovskite,

Pyrochlore a)

Brannerite b)

Freudenbergite c)

Titan Oksida

Fase paduan

Ba(Al,Ti)2Ti6O16

CaZrTi2O7

CaTiO3

CaATi2O7

An Ti2O6

Na2Fe2Ti6O16

Ti O2

Paduan Logam

- Cs dan Rb.

- Logam tanah jarang, Aktinida (An).

- Sr, Logam tanah jarang, dan Aktinida (An)

- Ca dan A (Gd, Hf, Pu, U)

- Aktinida (An)

- Na, Fe

- Tc, Pd, Rh, Ru, dll.

a)

Turunan zirconolite dengan penggantian Zr oleh A (Gd, Hf, Pu, U). b)

Turunan perovskite dengan penggantian Ca oleh An (Aktinida). c)

Turunan hollandite dengan penggantian Ba, (Al,Ti) oleh Na dan Fe.




115

Pengembangan selanjutnya dilakukan

dengan modifikasi synroc-C menjadi

beberapa turunan synroc, yaitu dengan

mengubah komposisi synroc yang

disesuaikan dengan kandungan radionuklida

dalam limbah. Solidifikasi limbah yang

mengandung aktinida, digunakan synroc

kaya zirconolite (80 % berat zirconolite).

Solidifikasi limbah U dan Pu digunakan

synroc kaya pyrochlore. Solidifikasi limbah

Tc, Cs, dan Sr hasil pemanasan LCAT

digunakan synroc kaya fase hollandite /

perovskite [9]

. Pengembangan selanjutnya,

synroc digunakan untuk solidifikasi limbah

alfa umur panjang aktivitas rendah dan

sedang.

METODE PENGKAJIAN

Tempat dan waktu

Pengkajian ini dilakukan di Pusat

Tenologi Limbah Radioaktif –BATAN,

Kawasan Puspiptek Serpong, Tangerang,

Banten pada tahun 2010, sebagai upaya

untuk mempersiapkan proses pengolahan

limbah sludge radioaktif alfa umur panjang

yang mengandung uranium yang

ditimbulkan dari dekomisioning fasilitas

PAF-PKG.

Metode

Metode pengkajian dilakukan dengan

mempelajari dan melakukan analisis data

dan informasi yang diperoleh dari berbagai

studi pustaka dengan permasalahan

imobilisasi limbah radioaktif. Pengkajian

diawali dengan mempelajari proses

solidifikasi limbah radioaktif yang telah

dilakukan di negara maju di bidang nuklir,

dan pengembangan imobilisasi limbah

dengan bahan matriks synroc yang

merupakan teknologi imobilisasi yang paling

mutakhir yang dipilih untuk limbah

radioaktif alfa umur panjang. Pengkajian

kemudian difokuskan pada evaluasi data

proses imobilisasi, laju pelindihan, dan

pengaruh radiasi terhadap blok limbah hasil

solidifikasi menggunakan bahan matriks

synroc, serta perbandingannya dengan bahan

matriks gelas borosilikat untuk LCAT, dan

dengan matriks aspal atau plastik polimer

untuk imobilisasi limbah radioaktif alfa

umur panjang. Selanjutnya dilakukan

pengkajian adaptasi teknologi imobilisasi

dengan bahan matriks synroc untuk limbah

sludge radioaktif yang ditimbulkan dari

dekomisioning fasilitas PAF-PKG yang

merupakan limbah radioaktif alfa umur

panjang yang mengandung uranium.

HASIL STUDI DAN PEMBAHASAN

Diagram alir proses pengolahan limbah

cair radioaktif dengan synroc ditunjukkan

pada Gambar 1[10]

. Prekursor non-radioaktif

synroc dibuat di luar hot-cell menggunakan

metode kimia yang dikembangkan Dosch [11]

. Bahan ini mempunyai luas

permukaan tinggi dan berfungsi sebagai

media penukar ion jika dicampur dengan

larutan limbah. Hasil slurry dikeringkan

pada 130 oC dalam drum pengering berputar

menjadi serbuk bebas alir, kemudian

dimasukkan sebagai moving bed ke dalam

vertikal kiln dimana kalsinasi dilakukan

pada 750 oC dalam kontrol media reduksi

dengan Ar-44 % H2. Serbuk yang tidak

menguap dituang ke dalam wadah baja tahan

karat dan dimasukkan 2 % logam Ti untuk

mempermudah pengendalian proses redoks

selama pres-panas. Wadah (container)

kemudian divakumkan dan ditutup. Sedang

unsur yang menguap seperti Cs akan diolah

dengan sitem pengolahan gas buang.

Campuran synroc dari serbuk prekursor dan

limbah (~ 25 % densitas teoritis) dikonversi

menjadi keramik monolit yang sangat

kompak dengan pres-panas pada 1150 –

1200 oC, dan tekanan 500 – 1000 bar. Proses

untuk tahap ini adalah pres-panas isostatik

(hot isostatic pressing = HIP) yang

digunakan secara luas pada skala komersial.

Reduksi volume limbah yang besar

menyertai langkah ini dan limbah hasil pres-

panas (synroc monoliths ) dikumpulkan

dalam canister, dan selanjutnya setelah

canister besar penuh ditutup. Synroc

monoliths dalam canister besar kemudian

ditumpuk di dalam fasilitas penyimpanan

lestari tanah dalam.




116

Gambar 1 : Diagram alir proses pengolahan limbah cair radioaktif dengan synroc.

Daya tahan synroc limbah terhadap air

Data hasil pengujian pelindihan

(daya tahan synroc limbah terhadap air)

dengan gelas borosilikat sebagai

pembanding dapat dilihat pada Gambar 2

dan 3 [11,12]

. Pada Gambar 2 dan 3, tipe gelas

borosilikat hasil imobilisasi LCAT (PNL 76-

68) digunakan sebagai pembanding,

menunjukkan laju pelindihan 17 unsur pada

dasarnya tetap konstan pada periode waktu

yang panjang, pada suhu 75 oC harganya

berkisar pada 0,2 – 1,0 g.m-2

.hari-1

. Sedang

laju pelindihan untuk berbagai unsur dalam

synroc menunjukkan suatu rentang harga

yang lebar. Laju pelindihan dengan cepat

turun dalam beberapa hari (10-30 hari)

pertama, kemudian turun secara asymptotic

menuju suatu harga minimum yang

menunjukkan kurva yang hampir mendatar.

Gambar 2 : Perbandingan perilaku pelindihan synroc + 9% limbah aktivitas tinggi (LAT)

pada 95 oC dan Gelas Borosilikat pada 75

oC dalam air murni .




117

Gambar 3 : Laju pelindihan Ba, Ca, Sr, Cs , U, Ti, Zr, dan Nd pada suhu 200 oC untuk synroc

dengan tingkat muat LAT 9 dan 20 %berat.

Daya tahan synroc limbah terhadap

air jauh lebih tinggi dibanding dengan gelas

borosilikat limbah. Setelah 10-30 hari,

pelindihan unsur-unsur valensi satu dan dua

(Cs, Ca, Sr, dan Ba) dalam synroc adalah

500 sampai 2000 kali lebih kecil daripada

gelas borosilikat. Sedang untuk laju

pelindihan unsur-unsur multivalen seperti

Nd, Zn, Ti dan U dalam synroc adalah

sekitar 10.000 kali lebih kecil daripada

dalam gelas borosilikat. Pada Gambar 3 [11,12]

, laju pelindihan synroc limbah pada

dasarnya konstan terhadap perubahan tingkat

muat limbah dari 9 – 20 % berat LAT . Studi

pelindihan mineral synroc alam dan synroc

sintetis adalah relatif sama dengan data yang

terkandung pada Gambar 2 dan 3. Pada suhu

yang lebih tinggi (300-800 oC) synroc

menunjukkan ketahanan pelindihan masih

sangat baik, tetapi pada gelas borosilikat

dengan cepat terjadi kerusakan [11]

.

Selain data penelitian tersebut di atas,

ada beberapa data penelitian lain yang

mempelajari laju pelindihan untuk studi

daya tahan synroc terhadap fasa air dari

berbagai jenis limbah. Data tersebut saling

melengkapi dan saling memperkuat dan

rangkumannya ditunjukkan pada Tabel 3.

Pada Tabel 3[11,12,13,14]

dapat dilihat

bahwa laju pelindihan unsur-unsur dari

synroc dengan berbagai jenis limbah sangat

rendah dan tidak ada perbedaan yang

signifikan, terutama pada kondisi steady

state (yang dicapai pada waktu pelindihan ≥

100 hari). Hal ini dapat dilihat bahwa laju

pelindihan U (sebagai salah satu unsur

aktinida) relatif sama dengan unsur aktinida

Pu, Np, Am, dan Cm dari synroc limbah

yang berbeda yaitu sekitar 10-5

-10-6

g.m-

2.hari

-1. Dari data tersebut di atas

menunjukkan bahwa synroc mempunyai

ketahanan yang tinggi terhadap fase air dan

lebih baik dari pada gelas borosilikat limbah.

Hasil pengujian synroc limbah ini

menunjukkan bahwa laju pelindihan synroc

relatif sangat rendah dan dapat diterima,

serta memenuhi nilai standar dari IAEA.

Pelindihan unsur-unsur multivalen (seperti U

atau aktinida yang lain dan Nd) sangat

rendah daripada unsur-unsur valensi satu

dan dua , oleh karena itu synroc limbah akan

sangat baik untuk imobilisasi unsur-unsur

aktinida pemancar alfa umur panjang.




118

Tabel 3. Rangkuman laju pelindihan unsur-unsur dalam berbagai jenis synroc limbah yang

mengandung uranium, aktinida atau TRU pada air bebas ion dan waktu pengujiannya.

Unsur yang

terlindih

Laju Pelindihan,

(g.m-2

.hari-1

)

Media

Waktu

pengujian

Jenis synroc

limbah

Sr

Ba

Cs

Ca

Nd

Ti

Zr

U

1,5 x 10-3

2,0 x 10-3

8,5 x 10-4

4,0 x 10-4

9,0 x 10-5

3,3 x 10-5

2,5 x 10-5

5,0 x 10-6

Air bebas ion,

95 oC

100 hari

Synroc limbah dari

LCAT mengandung

hasil belah dan

aktinida [11]

Ba

Cs

Sr

Ti

U

2,0 x 10-2

1,3 x 10-1

1,3 x 10-1

3,0 x 10-5

9,0 x 10-5

Air bebas ion,

70 oC

7 hari

Synroc limbah dari

produksi 99Mo

(44%berat limbah

simulasi) [13]

Np, Pu,

Am,Cm.

10-5 - 10-6

Air bebas ion,

70 oC

1000 hari

Synroc-C, limbah

TRU [14].

Pu, Gd

Ti, Zr,Hf

1x 10-6

Takterdeteksi

Air bebas ion,

70 oC

Jangka waktu

panjang lebih

dari 1 tahun

Synroc-C kaya

zirconolite,LCAT

mengandung Pu [15]

Daya tahan synroc limbah terhadap

radiasi

Studi kerusakan akibat radiasi

dilakukan dengan studi difraksi terhadap

mineral-mineral sejenis synroc dengan

iradiasi elektron, netron dan ion-ion berat

terhadap cuplikan sintetis dan cuplikan yang

ditambah (doping) dengan radionuklida

pemancar α yaitu 244

Cm (T1/2 = 18 tahun)

dan 238

Pu (T1/2 = 87 tahun). Proses kerusakan

yang signifikan dan permanen terhadap

bentuk limbah synroc hanya terjadi karena

adanya peluruhan α, dengan kerusakan

utama timbul dari atom-atom yang

terpelanting (recoil), bukan partikel α itu

sendiri. Karena recoil atom mempunyai

jangkauan yang sangat pendek (~20 nm),

maka kebanyakan kerusakan terjadi pada

fase-fase yang mengandung aktinida

pemancar α. Hasil-hasil penelitian pengaruh

radiasi α terhadap synroc ditunjukkan pada

Tabel 4 [16,17,18]

. Hasil penelitian

menunjukkan bahwa adanya 238

Pu dan 244

Cm

dalam synroc menyebabkan terjadinya

swelling (mengembang) dan peningkatan

laju pelindihan. Dengan adanya doping 244

Cm, laju pelindihan synroc meningkat

walaupun hanya ~10 kali dibanding bila

tidak didoping dengan 244

Cm (menjadi 10-4

-

10-5

g.m-2

.hari-1

) [16]

. Adanya 238

Pu dan 244

Cm pada fase zirconolite / pyrochlore dan

pada synroc-C menyebabkan terjadinya

swelling sekitar 4 - 6,9 %volume [17,18]

.

Walaupun demikian perbedaan swelling

pada berbagai fase kristalin tidak

menyebabkan micro-cracking (peretakan

mikro) dalam synroc-C. Sedang pada

synroc kaya natrium (Na), dimana jumlah

freudenbergik (Na2Fe2Ti6O16) yang

signifikan distabilkan oleh Na dan micro-

cracking baru dapat diamati pada dosis ~

1x1018

α/g [19]

.

Kerusakan akibat radiasi α dapat

diminimalisasi dengan annealing secara

termal pada suhu serendah-rendahnya 200 0C, selain itu panas peluruhan gamma dapat

digunakan untuk membatasi kerusakan

akibat radiasi α selama penyimpanan [20]

.

Kejadian secara alami pada synroc fase

zirconolite dengan paparan radiasi sampai

sekitar 3x1020

peluruhan α/g telah

ditunjukkan dapat menahan unsur-unsur

aktinida selama periode waktu sampai

2,5x109 tahun

[21].

Dari hasil-hasil penelitian tersebut

telah difahami perilaku synroc akibat radiasi

α pada dosis tinggi yang menunjukan bahwa

kerusakan synroc relatif sangat rendah dan

masih dapat diterima. Selain itu tidak ada

tanda adanya proses terjadinya peretakan

antar-butiran (intergranular cracking)

synroc pada proses pres-panas.




119

Tabel 4. Pengaruh radiasi α terhadap kerusakan synroc (laju pelindihan dan swelling) .

Jenis synroc Doping unsur

pemancar α

Pengaruh radiasi α terhadap

synroc

(laju pelindihan dan swelling)

Peneliti

Synroc-C standar

dan Synroc fase

amorf zirconolite

244Cm

Laju pelindihan meningkat 10 kali

menjadi 10-4 sampai 10-5 g.m-2.hari-1.

Weber dkk,

Mitamura dkk [16].

Synroc kaya

zirconolite dan

pyrochlore

238Pu

Terjadi swelling ~ 6% volume.

Clinard dkk [17].

Synroc-C dan

specimen fase

tunggal untuk

zirconolite dan

perovskite.

238Pu dan 244Cm

(11,2%berat 238PuO2 atau 4%

berat 244Cm2O3

dengan dosis 1,5

x1019 α/g pada

300 oK).

Terjadi swelling 4,0 – 6,9 %vol.

Perbedaan swelling pada berbagai

fase tidak menyebabkan micro-

cracking. Sedang pada synroc kaya

Na, micro-cracking baru teramati

pada dosis ~1018 α /g.

Ewing dkk,

Houg & Marples,

Mitamura dkk [18]

Perbandingan bahan matriks synroc

dengan aspal dan plastik polimer

Solidifikasi limbah alfa umur

panjang dengan bahan matriks synroc

merupakan pengembangan terakhir, yang

sebelumnya telah digunakan bahan matriks

aspal atau plastik polimer (Tabel 1).

Perbandingan bahan matriks synroc dengan

aspal dan plastik polimer untuk solidifikasi

limbah alfa umur panjang ditinjau dari

keuntungan dan kerugiannya ditunjukkan

pada Tabel 5 [11, 22]

.

Pada Tabel 5 terlihat bahwa synroc

lebih banyak mempunyai keunggulan dari

pada menggunakan matriks aspal atau

plastik polimer. Dengan demikian teknologi

imobilisasi dengan matriks synroc adalah

teknologi terbaik dibanding dengan gelas

borosilikat untuk LCAT yang mengandung

radionuklida hasil belah dan transuranium,

maupun dibanding dengan matriks aspal

atau polimer untuk limbah radioaktif alfa

umur panjang aktivitas rendah dan sedang,

karena synroc mempunyai kestabilan

geokimia dan kemampuan kolektif untuk

imobilisasi semua unsur radioaktif, serta

ketahanan tinggi terhadap air tanah dalam

penyimpanan lestari pada formasi tanah

dalam.

Pada awalnya pengembangan synroc

adalah untuk imobilisasi LCAT, limbah

pemancar α umur panjang (U, Pu dan TRU),

dan limbah hasil pemisahan radionuklida

mobile umur panjang dari LCAT (Tc, Cs dan

Sr) yang ditimbulkan dari olah-ulang bahan

bakar nuklir bekas, kemudian dikembangkan

untuk limbah radioaktif umur panjang dari

produksi radioisotop 99

Mo.




120

Tabel 5. Perbandingan bahan matriks aspal, plastik polimer, dan synroc untuk solidifikasi limbah

ditinjau dari kebaikan dan kerugiannya.

Karakteristik Yang

Ditinjau

Bahan Solidifikasi

Aspal [22]

Termoseting

Plastik [22]

Synroc[11]

Kekakuan/kekerasan sesudah

pembekuan/pendinginan

Diperlukan sebuah

penampungan

Baik Sangat baik

Penimbunan Diperlukan sebuah

kontainer

Memungkinkan

langsung

Langsung

Ketahanan terhadap kompresi Buruk 10 kN/cm2 Sangat baik

Kemungkinan perubahan

bentuk

Ya tidak tidak

Ketahanan terhadap kondisi

atmosfir

Baik Baik Sangat baik

Berat jenis pada 25 ºC 0,9 – 1,1 g/cm3 1,2 g/cm3 2,5-3,4 g/cm3

Penanganan Pemanasan tangki

penampungan aspal,

timbul uap. Perlu

perlindungan

terhadap kebakaran

Peralatan

konvensional

Press panas pada

suhu tinggi

1100-1200 oC

Pemasukan limbah Proses panas Proses dingin Proses dingin

Berat limbah yang dimasukan Maksimum 50 %

tergantung

kandungan bahan

dalam limbah

Maksimum 70 % Maksimum 70 %

Ketahanan terhadap

mikroorganisme

Tidak terpengaruh Tidak

terpengaruh

Tidak terpengaruh

(tahan jutaan tahun)

Ketahanan terhadap radiasi 108 – 109 rad 5 x 109 rad 5 x 109 rad

Ketahanan terhadap api

(dalam 30 menit pada 700 ºC

– 900 ºC)

Terbakar Rusak sebagian Sangat tahan (Tahan

sampai suhu tinggi

>1100 oC).

ADAPTASI TEKNOLOGI PROSES

IMOBILISASI LIMBAH SLUDGE

AKTIF DARI DEKOMISIONING

FASILITAS PAF-PKG DENGAN

MATRIKS SYNROC

Dari data dan pengembangan

penggunaan synroc untuk imobilisasi limbah

radioaktif tersebut di atas, maka adaptasi

teknologi imobilisasi dengan matriks synroc

akan sangat baik pula untuk imobilisasi

limbah sludge radioaktif yang mengandung

uranium dari dekomisioning fasilitas PAF-

PKG. Limbah sludge radioaktif hasil proses

biooksidasi limbah radioaktif cair organik

dari dekomisioning fasilitas PAF-PKG

mempunyai aktivitas alfa pada nilai 0,4 ≤ α

≤ 40,2 Bq/liter (≤ 1,08x10-6

Ci/m3), beta

pada harga 1173 ≤ β ≤ 4100 Bq/liter (≤

1,107x10-4

Ci/m3) dan kadar padatan total

40-50 % berat. Radionuklida dalam limbah

tersebut berasal dari batuan fosfat yang

mengandung uranium alam (99,27 % U-238,

0,7205 % U-235, dan 0,0056 % U-234) dan

radionuklida anak luruhnya. Sesuai Tabel 2,

limbah tersebut masuk dalam klasifikasi

limbah alfa aktivitas rendah atau sedang.

Berdasar uraian pada data studi dan

pembahasan di atas, penggunaan matriks

synroc lebih baik dari pada penggunaan

matriks aspal ataupun plastik polimer.

Proses solidifikasi limbah sludge

radioaktif dengan matriks synroc dapat

dilakukan secara proses kontinu seperti yang

dilakukan di fasilitas nuklir ANSTO-

Australia (Gambar 1), yaitu melalui tahapan

pencampuran, pengeringan pada 130 oC,

kalsinasi pada 750 oC, dan pres-panas pada

suhu tinggi (1200 oC), tetapi mengingat

kondisi peralatan yang tersedia maka

adaptasi teknologi imobilisasi dengan

matriks synroc ini dapat dilakukan melalui

penelitian skala laboratorium terlebih dahulu

dengan mengembangkan proses solidifikasi

melalui proses sintering pada suhu tinggi

sebagai pengganti proses pres-panas pada

suhu tinggi. Pengembangan proses

solidifikasi dengan matriks synroc melalui

sintering ditunjukkan pada Gambar 4.

Pada operasi imobilisasi dengan synroc

(Gambar 4) pada kadar padatan total 50 %

berarti dalam sludge terdapat fraksi berat




121

padatan 50 % dan fraksi berat cairan 50 %.

Padatan tersebut mempunyai komponen

penyusun biomassa bakteri yang

mengandung unsur radioaktif hasil biosorpsi

dan P2O5, dengan fraksi cair yang

mengandung zat organik (sama dengan

konsentrasi dalam beningan) dengan nilai

COD dan BOD berturut-turut berharga 51

dan 21 ppm (yang menunjukkan bahwa

dalam sludge masih terdapat sedikit solven

D2EHPA, TOPO dan kerosin. Mengingat

bahwa sludge radioaktif yang akan

disolidifiksi masih mengandung cairan fraksi

berat sekitar 50%, perlu tidaknya proses

filtrasi pada langkah awal operasi yang harus

dilakukan penelitian. Bila proses filtrasi

dilakukan maka diperoleh padatan atau cake

dengan kadar air < 10 %. Cake tersebut

dicampur dengan campuran prekursor oksida

sambil diaduk sehingga terbentuk slurry,

kemudian dikeringkan pada suhu 130 oC,

dilanjutkan proses kalsinasi pada suhu 750 oC, dan kemudian proses pres-dingin dan

dilanjutkan dengan sintering pada suhu

tinggi 1100 oC. Produknya berupa synroc

limbah ditampung dalam wadah (kanister),

kemudian hasil solidifikasi disimpan di

fasilitas penyimpanan sementara. Pada

proses pengeringan, kalsinasi, sampai

sintering maka semua air, pelarut organik

sisa dan bahan organik berupa bakteri telah

terurai menguap atau terabukan sehingga

tinggal radionuklida dan prekursor oksida

yang kemudian membentuk monolit synroc.

Model komposisi fase dalam synroc

dari adaptasi yang dikembangkan (Gambar

4) dengan sintering suhu tinggi, sesuai

dengan kandungan limbahnya yaitu uranium

dan anak luruhnya serta unsur-unsur

pengotor lainnya. Masing-masing

radionuklida akan terserap dan masuk ke

dalam kisi-kisi fase mineral yang sesuai.

Komposisi synroc mengandung fase utama

pyrochlore atau zirconolite, hollandite dan

perovskite, dengan penambahan unsur-unsur

absorber neutron (Gd atau Hf ) untuk

mencegah kritikalitas, serta fase minor titan

oksida dan paduan logam. Proses sintering

akan memberikan energi yang dibutuhkan

untuk pertumbuhan butir fase-fase synroc

yang kemudian dapat menutupi pori-pori

synroc dan menjadi bentuk suatu keramik

monolit multi fase yang padat.

Gambar 4 : Diagram alir pengembangan proses solidifikasi limbah sludge radioaktif dari

dekomisioning fasilitas PAF-PKG melalui proses sintering suhu tinggi.




122

KESIMPULAN

Limbah sludge radioaktif dari


mengandung uranium termasuk dalam

klasifikasi limbah alfa umur panjang yang

harus diimobilisasi melalui proses

solidifikasi. Imobilisasi menggunakan

synroc dikaji sebagai alternatif matriks

untuk solidifikasi limbah sludge radioaktif

tersebut. Synroc adalah bentuk kristalin

padat yang tersusun dari gabungan fase-fase

titanat yang stabil dan dipilih karena

kestabilan geokimia dan kemampuan

kolektif untuk imobilisasi semua unsur

radioaktif dalam limbah radioaktif. Data uji

pelindihan Synroc limbah menunjukkan

bahwa laju pelindihan untuk unsur-unsur

valensi satu dan valensi dua (Cs, Ca, Sr, Ba)

dalam synroc adalah 500 sampai 2000 kali

lebih kecil dari pada tipe gelas borosilikat

limbah (sebagai pembanding). Laju

pelindihan untuk unsur-unsur multivalent

(Nd, Zr, Ti, dan U) dari synroc limbah

adalah sekitar 10.000 kali lebih kecil

daripada dari gelas borosilikat limbah. Data

hasil pengujian synroc limbah dapat

disimpulkan bahwa laju pelindihan dan

pengaruh radiasi terhadap synroc relatif

sangat rendah dan dapat diterima. Synroc

limbah berhasil baik untuk imobilisasi

limbah cair aktivitas tinggi dan sangat baik

terutama untuk imobilisasi unsur-unsur

aktinida pemancar alfa umur panjang,

termasuk untuk imobilisasi limbah slude

radioaktif dari dekomisioning fasilitas PAF-

PKG. Imobilisasi limbah radioaktif alfa

umur panjang dengan matriks synroc lebih

baik daripada menggunakan aspal dan

plastik polimer. Adaptasi dan

pengembangan imobilisasi melalui

solidifikasi menggunakan matriks synroc

melalui proses sintering suhu tinggi sebagai

upaya alternatif (penganti) imobilisasi

melalui pres-panas suhu tinggi

1100-1200 oC.

PUSTAKA

1. ZAINUS SALIMIN, GUNANDJAR,

DAN ACHMAD ZAID, Pengolahan

Limbah Radioaktif Cair Organik Dari

Kegiatan Dekomisioning Fasilitas

Pemurnian Asam Fosfat Petrokimia

Gresik Melalui Proses Oksidasi

Biokimia, Seminar Nasional Teknologi

Lingkungan VI, ITS, Surabaya, 10

Agustus 2009.

2. MANSON BENEDICT et.al, Nuclear

Chemical Engineering, Second Edition,

McGraw-Hill Book Company, New

York, 1981.

3.Keputusan Kepala Bapeten No. 01/Ka-

BAPETEN/V-99 tentang Ketentuan

Keselamatan Kerja Terhadap Radiasi,

Jakarta (1999).

4.Keputusan Menteri Lingkungan Hidup No.

Kep.02/MENLH/1988 Tentang Pedoman

Penetapan Baku Mutu Lingkungan,

(1998).

5.Keputusan Kepala Badan Pengawas

Tenaga Nuklir No. 02/Ka.Bapeten/V-99

Tentang Baku Tingkat Radioaktivitas Di

Lingkungan, (1999).

6.TAILLARD, D., “Traitment et

Conditionement des Dechets Solid de

Faible et Moyenne Activity”,

Communaute Europeennes, 1988.

7. ANDRA, “Classification Des Dechets

Radioactifs”, Commissariat A L’Energie

Atomique, Agence Nationale Pour La

Gestion Des Dechets Radioactifs,

France,1983.

8. E.R. VANCE, “Status of Synroc

Ceramics for HLW” , Proceedings of

The 2nd

Bianual Int. Workshop on HLRW

Management”, Dep. of Nuclear

Engineering, Fac. of Engeneering, Gadjah

Mada Univ., Yogyakarta (1999).

9. RINGWOOD A.E, et.al, In Radioactive

Waste Form for the Future, Elsevier,

(Eds W.Lutze and R.C.Ewing),North

Holland, 233-334, (1988).

10. RINGWOOD A.E, OVERBY, V.M.,

KESSON, S.E., “Synroc : Leaching

Performance and Process Technology,”

Proceedings of the International Seminar

on Chemistry and Process Engineering

for High Level Liquid Waste

Solidification, Julich, (1981).

11. DOSCH, R.G. and LYNCH, A.W.,

Solution chemistry techniques in Synroc

preparation, Sandia Laboratories,

Albuquerque. Publ. SAND80-2375,

(1980).

12. OVERSBY, V.M. and RINGWOOD,

A.E., ”Leach testing of Synroc and glass

samples at 85 oC and 200

oC”, Nuclear

Chem. Waste Management, (1980).

13. E.R. VANCE, et.al., “Synroc as a

Ceramic Wasteform for Deep Geological

Disposal”, Int.Conf. on Deep Geological

Disposal of Radioactive Waste,

Winnipeg (1996).

14. D.M.LEVINS, ”ANSTO’s Waste

Management Action Plan”, Third

Seminar on RWM, Nuclear Cooperation

in Asia, China (1997).




123

15. A. JOSTSONS, et.al., “Surplus

plutonium Disposition via

Immobilisation in Synroc”, Spectrum

’96, International Topical Meeting on

Nuclear and Hazardous Waste

Management, Seattle, WA (1996).

16. W.J.WEBER, J.W. WALD and

HJ.MATZKE, “Effects of Self-Radiation

Damage in Cm-Doped Gd2Ti2O7 and

CaZrTi2O7, J. Nuclear Materials, 138

(1986).

17. F.W.Jr.CLINARD, et.al., J. Nuclear

Materials, 126 (1984).

18. R.C. EWING, et.al.,“Radiation Effects

in Nuclear Waste Forms for High

Level Radioactive Waste”, Prog..In

Nuclear Energy, 29 (1995).

19. H.MITAMURA, et.al., “Self-Irradiation

Damage of a Curium-Doped Titanate

Ceramic Containing Sodium-Rich High

Level Nuclear Waste”, J.Am.Ceram.

Soc., Vol. 73 [11] (1990).

20. K.D.REEVE,et.al., “Reformulation of

Synroc for Purex High Level Nuclear

Wastes Containing Further Chemical

Additions”,Proc. International Ceramic

Conference, Austceram 92 (Ed M.J.

Bannister), CSIRO, Australia (1992).

21. G.R.LUMPKIN, et.al., “Retention of

Actinides in Natural Pyrochlores and

Zirconolites”, Radiochemica Acta,

Vol. 66/67, (1994).

22. TAILLARD, D., “Traitment et

Conditionement des Dechets Solid de

Faible et Moyenne Activity”,

Communaute Europeennes, 1988.




124

IMOBILISASI LIMBAH SLUDGE RADIOAKTIF DARI …digilib.batan.go.id/e-prosiding/File...

Documents

Transcript of IMOBILISASI LIMBAH SLUDGE RADIOAKTIF DARI …digilib.batan.go.id/e-prosiding/File...