Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Литературный обзор. 10
1.1. Формы фиксации радионуклидов Sr и l37Cs в грунтах и почвах. 10
1.2. Термодинамика фиксации радионуклидов Sr и Cs в почве . 29
1.3. Кинетика миграции радионуклидов Sr и ,37Cs в грунтах. 34
1.4. Способы очистки грунтов от радионуклидов. 41
Глава 2. Исследование сорбции и ионного обмена катионов стронция и железа(ИІ) в модельных системах . 47
2.1. Выбор объектов исследований. 47
2.2. Исследование модельных образцов грунта. 54
2.2.1. Методики эксперимента. 54
2.2.2. Результаты исследований компонентов грунта . 56
2.3. Исследование сорбции катионов на глине. 59
2.4. Исследование сорбции Fe3* на глине. 62
2.5. Изотерма обмена катионов Sr2* и Fe(III). 65
2.6. Термодинамика ионного обмена катионов стронция и железа (3+) в грунтах. 73
2.7. Кинетика десорбции радионуклидов 137Cs и ^Sr с почвогрунтов. 78
Глава 3. Лабораторные исследования дезактивации грунта 5-го квартала В.О . 83
3.1. Поведение стронция в процессе дезактивации грунта. 83
3.1.1 .Методики лабораторных исследований. 83
3.1.2. Результаты лабораторных исследований . 86
3.2. Поведение цезия в процессе дезактивации грунта. 94
3.2.1. Состояние проблемы. 94
3.2.2. Экспериментальная часть. 96
3.2.3. Результаты лабораторных исследований. 97
Глава 4. Опробование технологических моделей в натурных условиях . 100
4.1. Требования к очистке грунта 100
4.2. Выбор варианта технологии 101
4.3. Моделирование технологии кучного выщелачивания 104
4.4. Моделирование технологии конвективного вьпцелачивания 109
Глава 5. Технико-экономическое обоснование дезактивации 5-го квартала Васильевского острова. 120
5.1. Расчет затрат на дезактивацию грунта. 121
5.1.1. Расходы на химические реагенты 121
5.1.2. Расходы на приобретение оборудования 122
5.1.3. Расходы на захоронение радиоактивных отходов 124
5.1.4. Расходы на электроэнергию 124
5.1.5. Расходы на земляные работы 125
5.1.6. Зарплата персонала, осуществляющего работы 125
5.1.7. Расходы на дозиметрический контроль 125
5.1.8. Расчет экономического эффекта 126
5.1.9. Технологическая схема без регенерации железа 127
Выводы. 129
Список литературы 131
- Термодинамика фиксации радионуклидов Sr и Cs в почве
- Результаты исследований компонентов грунта
- Результаты лабораторных исследований
- Моделирование технологии кучного выщелачивания
Введение к работе
Актуальность работы: Актуальность работы обусловлена наличием в различных регионах земного шара территорий, загрязненных радионуклидами в результате аварий, техногенной деятельности, ядерных испытаний: Чернобыльский след, Восточно-Уральский радиоактивный след, бассейн реки Течь, районы Сибирского химического комбината и комбината «Маяк», некоторые районы Астраханской и Семипалатинской областей и др. Также актуальной является научная сторона вопроса: для совершенствования процессов ионного обмена необходимо изучать термодинамику и закономерности их протекания. В работе получены новые данные по термодинамике ионного обмена — константы равновесия, энергии Гиббса образования сорбированных комплексов, которые могут быть использованы в справочной и учебной литературе.
Очистка грунтов от радионуклидов является слабоизученным вопросом. Для сельскохозяйственных районов с низким уровнем радиационного заражения применяют плантажную вспашку, заглубляющую поверхностный слой почвы. С целью снижения усвоения растениями стронция-90 рекомендуют известкование почвы, а для защиты сельскохозяйственных культур от цезия-137 считают возможным внесение повышенных доз калийных удобрений [1,2]. Разработан способ извлечения радионуклидных загрязнений из грунтов путем флотации с ПАВ [3]. Однако этот метод может быть использован только в том случае, если радионуклиды образуют собственную фазу или сокристаллизованы с каким-либо минералом. Флотационную очистку применяют для удаления из грунтов частиц ядерного топлива вблизи Чернобыльской АЭС. В стадии исследований находится разработка электромиграционного выделения радионуклидов из грунтов [4].
Непосредственно работа направлена на проблему очистки 5-го квартала Васильевского острова в Санкт-Петербурге от загрязнения Sr. Здесь на берегу Финского залива, неподалеку от нынешней гостиницы «Прибалтийская», в
5 послевоенные годы располагалась база ВМФ, после ликвидации которой остались бетонные колодцы с радиоактивными отходами. Согласно справке ВНИПИЭТ по данным обследований НПО "Радиевый институт им. В.Г. Хлопина" (отчет № 1742-И-92) на большей части территории 5-го квартала Васильевского острова удельная радиоактивность грунтов ниже уровня 2-Ю-6 Ки/кг (74 кБк/кг), установленного для твердых радиоактивных отходов. Однако на территории бывшего военгородка № 6 выявлены 2 участка площадью 2000 и 500 м , загрязненных выше данного уровня. Мощность дозы гамма-излучения в 30 точках составила около 3 миллирентген в час. По данным обследования, проведенного в 1992 г. ВНИИокеангеологии, площадь участка, загрязненного выше нижнего уровня для твердых радиоактивных отходов, составляет около 1400 м2, но загрязнение значительнее: по 137Cs до 5-Ю"5 Ки/кг, по ^Sr до 4-Ю"5, мощность дозы до 10 MP/час. Таким образом, площадь загрязненного участка, подлежащего дезактивации, можно оценить в среднем в 2000 м , максимум 2500 м2. Такие объемы грунта невозможно захоронить, поэтому очистка расположенной в центре города территории является актуальным вопросом.
Особенностью рассматриваемого очага заражения является значительная миграционная способность стронция по сравнению с цезием. По нашим данным, коэффициент диффузии стронция в грунте на два порядка выше, чем у
1 \П Oft цезия. Поэтому, если Cs фиксируется в верхнем слое толщиной 20-30 см, Sr проникает на глубину нескольких метров. В результате объем подлежащих дезактивации грунтов можно оценить не менее, как в 5000 м3. В пересчете на воздушно-сухой грунт это составит около 2500 тонн. Относительно уровня загрязнения можно добавить, что при проведении опытных работ в 1997 году на территории военгородка № 6 [5] в 3-х представительных пробах грунта массами 5, 10 и 100 кг обнаружена удельная радиоактивность по ^Sr (1,07±0,01)10~4, (2,6±0,2) -10"5 и (8,93±0,09)-10"5 Ки/кг соответственно. Мощность дозы гамма-излучения у поверхности грунта составляла до 30 MP/час. Удельная радиоактивность по l37Cs при этом составила (3,2±0,5)-10~7
Ки/кг, то есть около 1 % от удельной активности ^Sr. По данным ВНИИокеангеологии удельная радиоактивность I37Cs составляет 4 % от таковой по ^Sr. Можно заключить, что уровень загрязнения грунта ^Sr на отдельных участках превышает 10 Ки/кг, загрязнение Cs составляет несколько процентов от этого уровня.
Наличие такого загрязненного участка в центре города, угроза заражения вод Финского залива недопустимы.
Диссертационная работа выполнялась в рамках научно-технической программы Минобразования РФ «Научные исследования высшей школы по приоритетным направлениям науки и техники», подпрограмма «Экология и рациональное природопользование».
Целью работы является разработка на основе изучения ионного обмена в грунтах способа их очистки от загрязнений радионуклидами Sr и Cs для рационального и безопасного использования земель. Предложенный способ заключается в ионообменном промывании загрязненного грунта растворами солей, содержащих катионы с большой вытеснительной способностью. В качестве катиона-вытеснителя был выбран Fe с большим зарядом и с высоким комплексообразующим действием.
Основными задачами исследований являются:
Выявление форм фиксации, основных термодинамических и кинетических параметров фиксации радионуклидов в грунтах по данным литературы и лабораторных опытов.
Исследование сорбции и ионного обмена Sr и Fe в модельных системах; определение коэффициентов распределения стронция и железа (3+) между модельными растворами и минеральными составляющими грунта; термодинамические расчеты констант ионного обмена стронция на железо, подтверждающие возможность вытеснения стронция из грунта предложенным способом.
Лабораторное исследование промывной очистки реальных образцов радиационно загрязненного грунта на территории 5-го квартала Васильевского острова.
Формулировка рекомендаций по очистке грунтов ионообменным способом; натурные испытания в 5-ом квартале Васильевского острова совместно с Инженерным центром экологических работ при администрации Санкт-Петербурга.
Научная новизна работы: Показана принципиальная возможность дезактивации грунтов, загрязненных радионуклидами цезия и стронция, до безопасного уровня радиации.
Предложен новый способ очистки радиационно-загрязненного грунта путем элюентной промывки солями железа (3+);
Экспериментально изучена сорбция стронция и железа(3+) глинистыми минералами из модельных растворов; получены изотермы сорбции и ионного обмена;
Получены термодинамические константы и энергии Гиббса ионного обмена стронция и железа(3+) в грунтах;
Изучено в натурных опытах с реальными образцами грунта 5-го квартала В.О. поведение цезия-137 в процессе ионообменной очистки грунтов от основного загрязнения стронцием-90;
Практическая значимость работы:
1)Предложен и испытан новый способ дезактивации грунтов, загрязненных Cs и Sr, путем элюентной промывки FeCb;
2) Преимущество разработанного способа заключается в том, что процесс промывки грунта не связан с расходом дорогостоящих реагентов и не требует громоздких установок, а также значительных капиталовложений; для проведения дезактивации не требуется вывоз грунта, специальные производственные помещения, так как очистка грунта производится непосредственно на месте.
3) Новые экспериментальные данные по термодинамике ионного обмена в грунтах могут быть включены в справочники и учебники;
Достоверность полученных результатов: Достоверность экспериментальных данных обеспечивается многократной воспроизводимостью полученных результатов, использованием современных физико-химических методов анализа (фотометрия, радиохимические методы, Р-спктрометрия, у-спектрометрия) и математической обработкой результатов. Данные, полученные при исследовании модельных систем, подтверждены натурными испытаниями в 5-ом квартале Васильевского острова.
Защищаемые положения диссертации:
Термодинамическое исследование сорбции и обмена катионов стронция и железа на компонентах грунта доказывает фиксацию катионов преимущественно на глинистых минералах и возможность вытеснения Sr^ с их поверхности в раствор солями Fe3+.
Опыты с модельными, реальными образцами грунтов и натурные испытания доказывают возможность очистки радиоактивно загрязненных грунтов путем ионообменного промывания с применением технологий кучного и конвективного выщелачивания.
Апробация работы: Основные материалы диссертации докладывались на: V Международной конференции "Экология и развитие стран Балтийского региона".-Кронштадт-Котка, 6-9 июля 2000г. V Всероссийской научно-технической конференции "Фундаментальные исследования в технических университетах" - Санкт-Петербург, СПбГТУ, 8-9 июня 2001г. VI Международной конференции "Экология и развитие Северо - Запада России" - Санкт-Петербург, 11-16 июля 2001г.
Конференции молодых ученых - СПГТИ(ТУ) им. Г.В. Плеханова, 2001г. Публикации: По теме диссертации опубликованы 7 статей, 3 тезиса.
9 Объем и структура диссертации: Диссертационная работа изложена на 142 страницах машинописного текста и состоит из введения, пяти глав, выводов, списка цитируемой литературы. Работа содержит 24 рисунка и 35 таблиц.
Термодинамика фиксации радионуклидов Sr и Cs в почве
Почвенные поровые растворы это специфический вид водных дисперсных систем, которые пропитывают почвенный покров земной коры и удерживаются почвенными частицами силами поверхностного взаимодействия. В отличие от свободных гравитационных вод, транзитом проходящих через почвенный покров, поровые воды в течение продолжительного периода времени контактируют с твердой фазой почв и являются средой первичной аккумуляции наиболее подвижных форм химических элементов, в том числе и радионуклидов. Являясь разновидностью открытых термодинамических систем и находясь в генетической связи с другими видами природных вод, поровые растворы почв играют важную роль в процессах геохимической миграции радионуклидов.
Авторы работы [52] (Овсянникова СВ. и др.) исследовали влияние физико-химического состояния радионуклидов (зона аварии ЧАЭС) на их содержание в почвенных поровых растворах. Содержание радионуклидов в поровых растворах предельно влагонасыщенных почв варьирует в широких пределах: 0,61-90 Бк/дм3 по 137Cs, 3,3-120 Бк/дм3 по Sr (Табл. 7). Самые высокие концентрации радионуклидов в жидкой фазе почв (поровых растворах), как правило, свойственны верхней (0-5)-см части почвенных профилей и постепенно снижаются с глубиной.
Важным параметром, описывающим сорбционную способность почв по отношению к радионуклиду и характеризующим интенсивность его поступления в поровые растворы, является коэффициент распределения DT/Ж, представляющий собой отношение равновесных концентраций радионуклида в твердой и жидкой почвенных фазах (фактически - отношением удельных активностей радионуклида в твердом почвенном остатке (А, Бк/кг) и в поровом растворе (А, Бк/дм ), выделенном из почвы). При этом более высокие От/ж соответствуют более высокой сорбционной способности твердой фазы почвы и более низкой интенсивности перехода радионуклида в поровый раствор[52].
Коэффициенты распределения 137Cs и Sr между твердой и жидкой фазами почв в состоянии максимального влагонасыщения приведены в табл.7 [52] Из анализа полученных данных следует, что коэффициенты распределения Sr значительно (на 1-2 порядка) ниже соответствующих коэффициентов Cs. При этом, по интенсивности распределения Sr в системе "твердая фаза почвы - поровый раствор" дерново-подзолистая песчаная почва превосходит пойменную дерновую, которая, в свою очередь, превосходит торфяно-глеевую.
Самые низкие Бт/Ж для 137Cs (500-1350) в (0-5)-см слоях почв характерны для дерново-подзолистых песчаных почв, самые высокие (3640-5430) - для торфяно-глеевых. Коэффициент распределения Cs (1790) в торфянистой почве занимает среднее положение, т.е. по интенсивности распределения Cs торфянистая почва превосходит торфяно-глеевые и уступает дерново-подзолистым песчаным.
Уменьшение коэффициентов распределения вниз по профилям почв свидетельствует о соответствующем увеличении поступления радионуклидов в жидкую фазу. Во всех типах почв интенсивность поступления Cs в поровые воды с глубиной возрастает. Аналогичное изменение для Sr зависит от типа почвы: в минеральных почвах (пойменная дерновая, дерново-подзолистая песчаная) интенсивность его поступления в поровые воды с глубиной возрастает, а в органической торфяно-глеевой убывает.
Из полученных данных следует [52], что, как правило, сорбционная способность твердой фазы почв по отношению к 137Cs значительно выше, чем по отношению к Sr. В результате, поступление Sr в поровую влагу происходит значительно интенсивнее Cs. Это приводит к более высокой подвижности, по сравнению с 137Cs и подтверждается соответствующими скоростями вертикального перераспределения
Результаты исследований компонентов грунта
Васильевского острова в Санкт-Петербурге от загрязнения Sr. Здесь на берегу Финского залива, неподалеку от нынешней гостиницы «Прибалтийская», в послевоенные годы располагалась база ВМФ, после ликвидации которой остались бетонные колодцы с радиоактивными отходами. В течение прошедших десятилетий от этих колодцев по окружающей местности распространились «языки» загрязнения наиболее подвижным изотопом Sr. На территории бывшего военгородка загрязнение проникает на глубину до 6 метров и охватывает несколько тысяч кубометров грунта. Уровень загрязнения более Ю-4 Ки/кг (свыше 4 миллионов распадов в секунду на 1 кг грунта). Наличие такого загрязненного участка в центре города, угроза заражения вод Финского залива недопустимы.
На исследуемом участке 5-го квартала Васильевского острова верхний слой глубиной 2 - 4 м представляет собой строительный грунт природно-техногенного происхождения. В его составе грубозернистые пески, щебень, кирпичная крошка, известняки, шлак, стекло. Ниже залегают литориновые пески с прослоями и линзами глин. В верхней части пески грубозернистые, в нижней части пески пылеватые, переходящие в алевролиты и глины. В наиболее характерном слое среднезернистых песков средний размер зерен 0,3 мм, максимальный 2,0-2,5 мм. Класс с размером зерна менее 0,1 мм составляет 13 масс.%. Основные минералы: кварц, полевые шпаты, биотит, амфибол, гидрослюды. Водоупорный горизонт залегает на глубине около 20 м.
Согласно справке ВНИПИЭТ [90] по данным обследований НПО "Радиевый институт им. В.Г. Хлопина" (отчет № 1742-И-92) на большей части территории 5-го квартала Васильевского острова удельная радиоактивность грунтов ниже уровня 2-Ю"6 Ки/кг (74 кБк/кг), установленного для твердых радиоактивных отходов. Однако на территории бывшего военгородка № 6 выявлены 2 участка площадью 2000 и 500 м2, загрязненных выше данного уровня. Мощность дозы гамма-излучения в 30 точках составила около 3 миллирентген в час. По данным обследования, проведенного в 1992 г. ВНИИокеангеологии, площадь участка, загрязненного выше нижнего уровня для твердых радиоактивных отходов, составляет около 1400 м2, но загрязнение значительнее: по 137Cs до 5-Ю"5 Ки/кг, по Sr до 4-Ю"5, мощность дозы до 10 MP/час. Таким образом, площадь загрязненного участка, подлежащего дезактивации, можно оценить в среднем в 2000 м2, максимум 2500 м2.
Особенностью рассматриваемого очага заражения является значительная миграционная способность стронция по сравнению с цезием. По данным [91], коэффициент диффузии стронция в грунте на два порядка выше, чем у цезия. Поэтому, если ,37Cs фиксируется в верхнем слое толщиной 20-30 см, Sr проникает на глубину нескольких метров. В результате объем подлежащих дезактивации грунтов можно оценить не менее, как в 5000 м . В пересчете на воздушно-сухой грунт это составит около 2500 тонн.
Такие объемы грунта невозможно захоронить, поэтому очистка расположенной в центре города территории является актуальным вопросом.
Из обзора предыдущей главы можно предположить, что удаление радионуклидов из почв возможно путем ионного обмена их на катионы с более сильной вытеснительной способностью. Последняя пропорциональна заряду катиона и обратно пропорциональна его радиусу в гидратированном состоянии. По этим параметрам в качестве иона-вытеснителя был выбран Fe +. Выбор аниона соли имел следующие основания. Соли слабых кислот не подходят вследствие необратимого гидролиза. Сульфат-ионы оказывают маскирующее действие на катионы железа вследствие комплексообразования. Нитраты железа (3+) неустойчивы, а также не удовлетворяют агрохимическим требованиям. Поэтому в качестве элюента для дезактивации почв был выбран раствор хлорида железа (3+) с добавкой хлорида аммония для стабилизации рН и в качестве неизотопного носителя для цезия-137.
Лабораторные исследования [92] показали, что коэффициент распределения цезия-137 между почвой и разбавленными растворами хлоридов железа (3+) и аммония равны 10-15, тогда как между почвой и водой - 104 [93,94]. То есть в присутствии хлорного железа прочность фиксации цезия-137 в почвах снижается приближенно в 1000 раз. Оптимальными для промывания почв согласно лабораторным исследованиям являются концентрации элюента в диапазоне 0.01-0.2 М (Рис. 1).
Результаты лабораторных исследований
Проба грунта в количестве 5 кг была предоставлена для исследований "Инженерным центром экологических работ" администрации Санкт-Петербурга. Проба была доведена до воздушно-сухого состояния, просеяна на сите диаметром 2 мм и тщательно перемешана. В лабораторных опытах изучали отмывку радионуклидных загрязнений элюирующими растворами в динамических условиях, т. е. при непрерывном потоке жидкой фазы в колонках.
Поисковые опыты (№№ 1-4 в табл.23 и рис.17) с целью ускорения работ проводили с навесками грунта около 7 г в колонках диаметром 1 см и высотой 10 см при скорости пропускания раствора 0.15-0.25 мл/мин. На основании результатов этих опытов корректировали состав элюентов и условия промывки, которые проверяли в укрупненных опытах с навесками грунта 50 г в колонках диаметром 2.5 см и высотой 15 см при скорости потока элюента 0.2-0.3 мл/мин. В ходе опытов проводили предварительные измерения радиоактивности промываемого грунта с помощью прибора УИМ1-2еМ в имп/мин-см , на основе которых строили кривые элюирования. По окончании промывания навески извлекали из колонок, сушили и озоляли при 500-600С, затем направляли на радиометрический анализ.
Удельную активность стронция-90 определяли по дочернему изотопу иттрий-90 в условиях установившегося радиоактивного равновесия с материнским изотопом. Для установления равновесия образцы после опытов выдерживали не менее 18 дней, наблюдая за изменением радиоактивности. Удельную активность иттрия-90 в равновесных образцах определяли двумя независимыми методами: с помощью бета-спектрометра с кремниевым полупроводниковым детектором и на установке малого фона (УМФ) в Институте радиационной гигиены.
Результаты исследований были проверены ещё в двух независимых опытах, в которых промывали навески грунта массой по 30 г в колонках диаметром 1.8 см и высотой 12 см при непрерывном потоке элюентов 2 мл/час. После промывки грунт из колонок выгружали, сушили 2 суток при комнатной температуре и перемешивали для усреднения. Затем отбирали навеску 1.5 г для радиохимического анализа на стронций-90 по методике [106].
Радиохимический анализ проводили в Радиевом институте им.В.Г.Хлопина путем выделения из пробы и радиохимической очистки Sr, накопления и выделения дочернего изотопа Y и измерения Р-активности последнего. Чувствительность метода 5x10 Ки/г (0,18 Бк/г), относительная ошибка ± 10 % при доверительной вероятности 0.95. Полученные результаты представлены в табл.23. Погрешность значений приведена в абсолютных единицах при доверительной вероятности 0.95. Радиохимическое выделение стронция
1. Навески почвы массой около 1.5 г растворяли при нагревании в платиновом тигле в смеси плавиковой и азотной кислот. Затем повторяли 5-6 раз цикл выпаривание-растворение. Сухой остаток растворяли в минимальном объёме 7 М азотной кислоты и переносили в мерную колбу на 100 мл, разбавляя дистиллированной водой. Аликвоты по 10 мл переносили в пробирки и добавляли 5 мл 2 М раствора азотной кислоты и 2 мл раствора носителя - нитрата стронция с титром 95 мг/мл, затем доводили водой объём раствора до 20 мл и перемешивали. Добавляли 5-6 капель раствора нитрата иттрия с титром 20 мг УгОз/мл. Добавляли аммиак до явного запаха и появления белых хлопьев гидроксида иттрия. Осадок У(ОН)з отделяли на центрифуге. Операцию повторяли дважды и записывали время разделения Г и Sr. К центрифугату добавляли насыщенный содовый раствор, белый осадок карбоната стронция отделяли на центрифуге, промывали водой и количественно переносили на фильтр "красная лента". Фильтр с осадком озоляли и прокаливали при 700-900С. Рассчитывали химический выход стронция Qsr как отношение массы осадка SrC03 к введенному количеству носителя в расчете на карбонат стронция. Затем осадок растворяют в 5 мл 2 М HNO3 и вносят носитель - нитрат иттрия - до концентрации 20 мг Y2O3 на мл. Раствор разбавляют водой до 20 мл и оставляют на 18 суток для накопления иттрия-90 до равновесного содержания.
2. Аммиаком осаждают У(ОН)з и записывают время его отделения от фильтрата. Осадок растворяют в нескольких каплях соляной кислоты. К раствору, разбавленному водой до 20 мл, при нагревании на водяной бане добавляют равный объём насыщенного раствора щавелевой кислоты. Осадок оксалата иттрия центрифугируют, промывают водой и прокаливают при 700-900С. Рассчитывают химический выход иттрия Qy как отношение массы полученного осадка Y2O3 к введенному количеству носителя.
Из прокаленного осадка оксида иттрия готовят мишень и измеряют активность 90У на установке УМФ-1500 со счетчиком СБТ-13. Измерения ведут в течение 2 недель для снятия кривой распада с целью проверки радиохимической чистоты препарата.
Моделирование технологии кучного выщелачивания
В ходе работ по дезактивации почвогрунтов образуется 10x2250 + 10x250 = 25 т (50 м3) твердых радиоактивных отходов, которые необходимо захоранивать. Стоимость захоронения 1 м3 твердых радиоактивных отходов составляет 29000 руб., следовательно затраты на захоронение 50 м3 твердых радиоактивных отходов составят 50x29000=1450000 руб. К этим расходам необходимо добавить расходы на 50/3=16 рейсов спецавтомобиля из С.-Петербурга в Сосновый Бор (3 м3 зараженного грунта за 1 погрузку). Стоимость доставки этого количества из С.Петербурга в Сосновый Бор - 16x35x220=123200 руб. (35 рублей - стоимость 1 км перевозки р/а отходов, 220 км - расстояние между С.-Петербургом и г. Сосновый Бор. Таким образом, с учетом перевозки, затраты на захоронение радиоактивных отходов по рассмотренной выше схеме составят 1573200 руб.
Расходы на электроэнергию. Оценку количества электроэнергии, идущей на производственные нужды, можно провести исходя из того, что мощности потребляемые аппаратурой составляют: 3 кВт на 1 аппарат с мешалкой, 5,5 кВт на 1 насос, 3 кВт на 1 фильтр-пресс, 1,5 кВт на 1 отстойник, 2,2 кВт на печь для прокалки, 1,5 кВт на сушилку. Т.о. суммарное потребление электроэнергии в час составит:
С учетом стоимости 1 кВт электроэнергии (82,5 копейки) и планируемой продолжительности работ 3 месяца, затраты на электроэнергию должны составить: 80,2х8х62х = 32818 руб.
Расходы на земляные работы. Расходы на земляные работы оценим по аналогу (свалка промотходов ОАО «Сегежский ЦБК»). Стоимость земляных работ при рекультивации свалки промотходов составила 55 тыс.руб. за 1 тыс. м3 земли. Поэтому 2,6x2x55 = 236000 руб. Зарплата персонала, осуществляющего работы.
Для обслуживания технологической схемы (разборка и сборка фильтр-прессов с целью извлечения накопившейся твердой фазы, дозировка реагентов при приготовлении промывающего раствора, осаждении осадков гидроксида железа, карбоната кальция) необходимо не менее 4 аппаратчиков. При средней зарплате 6000 рубУмес, за планируемый период работ фонд зарплаты должен составить 72000 руб.
Расходы на дозиметрический контроль
В силу характера проводимых работ на технологической площадке необходимо присутствие специалиста, осуществляющего контроль доз облучения работающего персонала. В его функции входит выдача индивидуальных дозиметров, периодическая проверка их показаний, контроль степени загрязнения поверхности одежды работающего на площадке персонала. Заключение договора на дозиметрический контроль сроком на 3 месяца можно приближенно оценить в 80000 руб.
Просуммировав расходы по 7 вышеприведенным статьям и добавив 10% на непредвиденные расходы получим 11821202,8 руб.
Перед осуществлением вышеописанных работ потребуется составление рабочего проекта рекультивации зараженных почвогрунтов. Ориентировочная стоимость проекта 10295760х0,1=1029576руб.
Кроме того, представляется нужным проведение испытания процесса дезактивации в лабораторных условиях на небольшой пилотной установке, максимально точно моделирующей реальный технологический процесс. Лабораторные испытания с выработкой рекомендаций для оптимизации реального процесса 350000 руб.
Итого, затраты на весь комплекс работ по дезактивации составят: Для оценки экономического эффекта от внедрения новой технологии рассчитаем затраты на захоронение грунтов без дезактивации.
Исходя из того, что стоимость захоронения 1 м3 твердых радиоактивных отходов составляет 29000 руб. (с НДС), а объем зараженных грунтов - 5200 м3, получим расходы на захоронение 5200x29000=150800000 руб. Расходы на 5200/3=1733 рейса спецавтомобиля из С.-Петербурга в Сосновый Бор (3 м3 зараженного грунта за 1 погрузку) с учетом стоимости пути спецмашины и расстояния между С.-Петербургом и Сосновым Бором, стоимость перевозок составит: 1733x35x220=13344100 руб.
Величина суммарных расходов при вывозе и захоронении грунтов в Сосновом Бору без дезактивационных работ: 150800000 + 13344100 = 164144100 руб. Экономический эффект от дезактивации по вышеописанному методу, таким образом составит:
Приведенная выше схема создавалась с главной целью - минимизировать количество радиоактивных отходов. Однако, также представляет интерес вариант технологии, допускающий некоторое увеличение их количества, но позволяющий попытаться сэкономить на аппаратурном обеспечении.
5.1.9. Технологическая схема без регенерации железа В этом случае увеличивается расход железа хлорного, соды и объем радиоактивных отходов. С другой стороны, отпадает необходимость в гидроксиде натрия и соляной кислоте, а также уменьшается количество аппаратов в технологической схеме. Отпадает необходимость в одном фильтр-прессе, емкости для регенерации железа, двух отстойниках, трех насосах. Расходы на реагенты приведены в таблице 35.
