Содержание к диссертации
Введение
1 Литературный обзор 9
1.1 Радиоактивное загрязнение окружающей среды 9
1.2 Радионуклиды в водных объектах 13
1.2.1 Естественные радионуклиды 13
1.2.2 Техногенные радионуклиды 15
1.3 Сорбенты для защиты водных объектов 17
1.3.1 Искусственные сорбенты 17
1.3.2 Природные сорбенты 21
1.3.3 Образование и сырьевая база кремнистых сорбентов 31
2 Состав и свойства кремнистых сорбентов 39
2.1 Физические свойства опалкристобалитовых пород 39
2.2 Химический состав кремнистых сорбентов 40
2.3 Гранулометрический состав кремнистых сорбентов 41
2.4 Плотность и пористость кремнистых сорбентов 43
2.5 Механические характеристики кремнистых сорбентов 44
2.6 Химическая устойчивость кремнистых сорбентов 46
2.7 Санитарно-гигиенические показатели сорбентов 47
2.8 Радиационно-гигиеническая оценка сорбентов 48
2.9 Измерение относительной активности радионуклидов в
экспериментах по изучению кинетики сорбции 49
2.10 Определение термической устойчивости сорбентов 51
2.11 Определение функциональных ионогенных групп сорбентов 52
2.12 Исследование функционального состава сорбентов методом ИК-спектроскопии 53
3 Сорбция цезия-137 и стронция-90 из водных растворов кремнистыми сорбентами 58
3.1 Теоретические основы сорбционного процесса 58
3.2 Расчет кинетических параметров процесса сорбции 64
3.3 Исследование кинетики сорбции цезия-137 и стронция-90 кремнистыми сорбентами в статических условиях 66
3.4 Исследование сорбционных свойств материалов на основе кремнистых пород 79
3.5 Исследование сорбции цезия-137 и стронция-90 кремнистыми сорбентами в динамических условиях 86
4 Технические решения по защите водных объектов от цезия-137 и стронция -90 93
4.1 Выбор технологий обработки воды 93
4.2 Стендовая установка для очистки воды 96
4.3 Технологии защиты водных объектов от техногенных радионуклидов цезия-137 и стронция-90 99
4.3.1 Мембранно-сорбционная технология 99
4.3.2 Реагентно-сорбционная технология 102
4.3.3 Схема защиты водоемов ПО «Маяк» 106
4.4 Обращение с отработанными кремнистыми сорбентами 108
4.5 Экономические показатели предотвращенного экологического ущерба 111
4.6 Экономические показатели внедрения сорбционных модулей с кремнистыми сорбентами в системы очистки радиоактивной сточной воды 113
Выводы 116
Заключение 118
Библиографический список 121
Приложения 138
- Радиоактивное загрязнение окружающей среды
- Гранулометрический состав кремнистых сорбентов
- Исследование кинетики сорбции цезия-137 и стронция-90 кремнистыми сорбентами в статических условиях
- Реагентно-сорбционная технология
Введение к работе
Актуальность проблемы. Уральский регион в настоящее время представляет собой высокоразвитый агропромышленный комплекс. На фоне химического загрязнения природной среды он испытывает на себе самые разнообразные по генезису радиационные воздействия. На территории региона проводились массовые подземные технологические взрывы, испытания ядерного оружия, сосредоточено производство и хранение ядерных боеприпасов, проводится переработка ядерного горючего [1]. Сейчас в регионе функционирует 8 ядерных реакторов, 6 мощных центров по переработке радиоактивных материалов и 6 центров по захоронению ядерных отходов [2]. Несмотря на все меры, связанные с радиационной безопасностью, техногенные радионуклиды продолжают поступать в окружающую среду [3-9].
В случае поступления радиоактивных изотопов в окружающую среду со скоростью, превышающей их распад, они постепенно накапливаются в почве, морских и континентальных осадках, воде и воздухе, а затем и в живых организмах. Поступая в окружающую среду, радионуклиды переносятся воздушными и водными потоками на большие расстояния от источника поступления, оседая на новых местах, что может привести к загрязнению любой территории региона. Уже сейчас средний уровень глобального загрязнения по наиболее потенциально опасным для человека долгоживущим радионуклидам - цезию-137 и стронцию-90 - составляет, соответственно, 0,08 и 0,045 Ки/км2 [3], а время полуочищения (протекающего, как и радиоактивный распад, по экспоненте) непроточных природных и искусственных водохранилищ от этих радионуклидов находится в пределах 10-20 лет [3]. В связи с этим изучение и решение проблем защиты водных объектов от загрязнения радионуклидами приобретает сегодня огромную актуальность. Особая роль принадлежит научным исследованиям в области изучения методов очистки природных водных объектов от радиоактивного загрязнения.
Самая эффективная защита вод от загрязнения - это, во-первых, применение технологий, которые позволяют многократно использовать техническую воду; во-вторых, независимо от того, используется она повторно или сбрасывается в водоемы после технологического процесса, она должна быть предварительно очищена. При этом техногенные радионуклиды должны быть переведены в твёрдую фазу и в виде радиоактивных отходов надёжно изолированы.
Одним из методов, успешно применяемых для извлечения различных
примесей из водных сред, является сорбция природными сорбентами [4].
Наиболее перспективными из них по экономическим и технологическим
показателям, являются кремнистые сорбенты, в частности,
опалкристобалитовые породы из месторождений Свердловской области, состоящие преимущественно из активного кремнезёма [5]. До настоящего времени эти минералы в качестве коллекторов радионуклидов не применялись. Поскольку опалкристобалитовые породы являются местным природным материалом, его использование в качестве фильтрующей загрузки экономически целесообразно для Уральского региона. Отработанные сорбенты, на основе кремнистых пород, как твёрдые радиоактивные отходы, могут быть направлены на остекловывание и последующее хранение в специальных сооружениях.
Объект исследований: сточные и поверхностные воды, содержащие техногенные радионуклиды цезия-137 и стронция-90; сорбенты на основе опалкристобалитовых пород (АС - алюмосиликат; МС - силикат с повышенным содержанием оксидов магния; МСК - модифицированный аналог сорбента МС).
Предмет исследований: процессы сорбции радионуклидов цезия-137 и стронция-90 кремнистыми сорбентами.
Цель диссертационной работы: снижение отрицательного воздействия техногенных радионуклидов цезия-137 и стронция-90 на водные
объекты путем перевода их в экологически безопасное состояние с помощью сорбентов на основе кремнистых пород.
Для достижения поставленной цели необходимо было решить следующие задачи:
- определить эксплуатационные свойства сорбентов на основе
кремнистых пород Уральского региона с точки зрения полноты очистки
природных и сточных вод от радионуклидов цезия-137 и стронция-90;
определить кинетические и емкостные характеристики сорбентов в отношении техногенных радионуклидов цезия-137 и стронция-90;
установить природу сорбционного взаимодействия радионуклидов цезия-137 и стронция-90 с сорбентами на основе кремнистых пород;
разработать технические решения по защите и реабилитации водных объектов от техногенных радионуклидов.
Научная новизна предлагаемой работы состоит в том, что впервые
- определены эксплуатационные свойства сорбентов на основе
кремнистых пород;
- установлены физико-химические закономерности процесса сорбции
радионуклидов цезия-137 и стронция-90 кремнистыми материалами в
статических и динамических условиях;
- установлена ионообменная природа взаимодействия техногенных
радионуклидов с кремнистыми сорбентами;
- разработаны технические решения и способы очистки радиоактивных
природных и сточных вод, направленные на защиту водных объектов от
радионуклидов цезия-137 и стронция-90.
Методы исследования. В работе использовался комплекс методов исследования, включающий: теоретические изыскания, лабораторное и натурное моделирование; комплексный анализ полученных автором и имеющегося в литературе материала, химический и радиометрический анализ воды, физико-химический и радиометрический анализ кремнистых сорбентов; анализ сорбентов по санитарно-гигиеническим показателям. Для
7 количественного описания экспериментальных данных использованы стандартные методы и пакет прикладных программ для ПЭВМ (Microsoft Excel; Statistica 6.0).
На защиту выносятся:
результаты исследования эксплуатационных свойств сорбентов на основе кремнистых пород;
результаты исследований кинетики, статики и динамики процессов извлечения радионуклидов цезия-137 и стронция-90 из водных растворов;
технические решения по защите и реабилитации водных объектов и водотоков от цезия-137 и стронция-90.
Практическая значимость работы. На основании научных результатов диссертации и имеющихся литературных данных разработаны технологии очистки сточных вод и реабилитации водных объектов от радиоактивных загрязнений цезия-137 и стронция-90. Предложена схема защиты водоемов ПО «Маяк». Определена величина эколого-экономического ущерба от сброса радиоактивной воды из каскада водохранилищ в р. Теча. Показана экономическая целесообразность применения сорбента АС.
Реализация результатов работы. Мембранно-сорбционная и реагентно-сорбционная технологии испытаны на водных системах различного состава, в том числе на воде водохранилища № 11 ПО «Маяк». Полученные данные использованы при проектировании установок для защиты водных объектов от техногенных радионуклидов. Акт внедрения прилагается.
Апробация работы. Основные положения диссертационной работы и отдельные её результаты доложены и обсуждены на IV Российской конференции по радиохимии (Озёрск, 2003 г.); Всероссийской конференции «Экологические проблемы промышленных регионов» (Екатеринбург, 2004г.); VII Международной специализированной выставке и конференции «Акватерра-2004» (Санкт-Петербург, 2004 г.); Всероссийском молодёжном научном симпозиуме «Безопасность биосферы-2005» (Екатеринбург, 2005 г.);
8 VII Всероссийской научно-практической конференции «Экологические проблемы промышленных регионов» (Екатеринбург,2006г.)
Публикации. По теме диссертационной работы опубликованы 7 научных статей, из них 6 в журналах, рекомендованных ВАК для публикации результатов диссертационных исследований.
Структура и объём диссертации. Работа состоит из введения, 4 глав, заключения, перечня цитируемой литературы, включающего 162 источника и 3 приложения. Материал работы изложен на 145 страницах, содержит 22 таблицы и 28 рисунков.
Радиоактивное загрязнение окружающей среды
На территории Урала действуют 13 крупных предприятий и организаций, в состав которых входят особо радиационно-опасные и ядерно-опасные производства. В их число входят Уральский электрохимический комбинат, Белоярская атомная станция, спецкомбинаты «Радон» и др. [1,2].
В Челябинской области с пятидесятых годов XX столетия работает мощный центр ПО «Маяк», который явился главным виновником загрязнения радионуклидами территории Среднего и Южного Урала, поскольку на этом предприятии неоднократно случались аварии с крупными выбросами радионуклидов в атмосферу и водные артерии. И до сих пор данное предприятие создает радиоэкологические проблемы для прилегающих районов Урала.
К настоящему моменту в междуречье Теча-Мешляк, где находится основная часть отходов радиохимического производства, сосредоточено более 200 могильников, из которых сейчас продолжают заполняться 25. Они содержат около 500 тонн твердых РАО, из которых только небольшая часть остеклована. В спецхранилищах захоронено 20000 м3 твердых высокоактивных отходов суммарной активностью 150 млн. Ки и 900 млн. Ки жидких высокоактивных отходов.
На территории предприятия «Маяк» ежегодно только от переработки твэлов атомных электростанций и реакторных установок ВМФ образуется РАО суммарной активностью 100 МКи [3]. Долгое время ПО «Маяк» сбрасывал высокоактивные отходы в систему р.Теча, относящуюся к бассейну р.Обь. Пойма этой реки сейчас загрязнена искусственными радионуклидами. В настоящее время активные воды сбрасываются в каскад водоемов-накопителей. По последним данным Минатома в сбросных водах ПО «Маяк» повышено содержание стронция-90 относительно ПДК [3].
В 80 км к востоку от Екатеринбурга работает Белоярская электростанция. По заключениям экологов она является безопасной для окружающей среды. Однако загрязненная радионуклидами вода не раз попадала в р. Пышму, которая относится к бассейну р.Оби, а длительный сброс загрязненных вод в Ольховское болото привел к серьезному загрязнению его радиоактивными веществами.
Итоги исследований радиоэкологического состояния Ольховской болотно-речной экосистемы, подведённых к 1994 г., показали, что основными радиоактивными элементами, загрязняющими болото являются радионуклиды кобальт-60, стронций-90, цезий-137 и тритий. Концентрация кобальта-60, стронция-90 и цезия-137 в воде к моменту исследования оказалась примерно одинаковой по всей протяжённости болота и содержала указанные радионуклиды в количествах 2,6 Бк/дм , 0,6 Бк/дм и 15 Бк/дм соответственно. Тот факт, что на входе в болото и выходе из него концентрации радионуклидов в воде одинакова, свидетельствует о том, что часть их выносится за пределы болота в расположенные ниже по течению водные системы. Общий запас радионуклидов в грунтах Ольховского болота оценивается примерно в 7,4-1012Бк. Основным радиоактивным элементом донных отложений является цезий-137, концентрация которого варьирует в пределах 10-100 кБк/кг. По содержанию радионуклидов донные отложения Ольховского болота можно квалифицировать как радиоактивные отходы.
В р. Пышме, ниже места впадения в неё р. Ольховка, концентрация радиоактивных загрязнений в грунтах снижается от 2000 до 60 Бк/кг, однако далее вниз по течению реки обнаруживаются локальные участки с повышенным содержанием техногенных радионуклидов (в районе п. Глядены (1650 Бк/кг) и д. Филатово (620 Бк/кг)). Это содержание значительно выше фоновых значений, хотя и не достигает нижнего предела концентраций, принятых для радиоактивных отходов.
В настоящее время Ольховское болото не выполняет роль природного фильтра на пути миграции радионуклидов, в связи, с чем в 1998 г. Белоярской АЭС проведена реконструкция сбросов для снижения вымывания радионуклидов из болота, при этом часть сточных вод выведена в обход болотной системы.
Высокая концентрация предприятий ядерного топливного цикла, наличие промышленных и исследовательских реакторов, а также аварийные и чрезвычайные ситуации, ядерные взрывы в военных и хозяйственных целях, повышенный естественный радиационный фон привели к накоплению радиоактивных отходов на территории Урала и обострению в регионе неблагоприятной геоэкологической обстановки.
Основными долгоживущими радионуклидами, входящими в состав наиболее массивных радиоактивных загрязнений природной среды, ядерно-энергетического происхождения, являются цезий (l37Cs), стронций (90Sr). Скорость распада этих радионуклидов значительно ниже скорости их накопления в среде, что при современных системах защиты и нормах выброса радионуклидов в среду ведёт к накоплению излучателей в экосистемах.
Цезий ( Cs) - блестящий золотистый мягкий металл, бурно взаимодействующий, взрываясь, с кислородом и водой, по химическим свойствам близкий к калию. Содержание стабильного изотопа (l33Cs) в природной среде крайне незначительно (3-Ю"6 % в земной коре, костной ткани человека и животных и 3-Ю" % в морской воде) [7]. В природной среде до становления ядерной энергетики радиоактивный изотоп отсутствовал полностью. Естественных биологических функций не несёт. Изотопы цезия при любом поступлении в организм полностью включаются в метаболизм, конкурируя с калием, в том числе и 40К.
Наибольшее радиационно-экологическое значение имеет Cs, суммарный выброс которого от АЭС мира в 2000 г. составлял 22,2-1019 Бк (6,0-109 Ки) в год (во время аварии на ЧАЭС выброс этого изотопа составил 22,9-10 Ки); образуется при делении ядер урана, плутония в ядерных реакторах, при ядерных взрывах; используется (выделяют из осколочных продуктов АЭС) как у-излучатель в медицине, металлургии, сельском хозяйстве; в настоящее время (в незначительных количествах) обнаруживается во всех объектах экосистемы.
Гранулометрический состав кремнистых сорбентов
Кремнистые породы, силициты, группа осадочных пород, состоящих полностью или более чем на 50 % из свободного или водного кремнезёма. Породообразующими минералами являются опал, халцедон и кварц. Соответственно различают опаловые, халцедоновые, кварцевые и смешанные кремнистые породы. Силициты имеют микрозернистое и скрытокристал-лическое строение. По условиям залегания кремнистые породы могут быть пластовыми и желваковыми.
В образовании многих кремнистых пород весьма существенное значение имеет вулканогенно-осадочный процесс (яшмы, гейзериты, некоторые джеспилиты и др.). Халцедоновые и кварцевые кремнистые породы возникают в результате раскристаллизаций опаловых образований. Генезис многих кремнистых пород является предметом дискуссии. Кремнистые породы молодых отложений (начиная с меловой системы) сложены преимущественно опалом, в юрских и триасовых — халцедоном и кварцем; в палеозойских и более древних — кварцем. В древних породах опал встречается лишь в виде вторичных выделений [132, 134].
Распространение кремнистых пород по стратиграфической колонке и в пространстве отражает эволюцию кремнистого осадконакопления. В докембрии (в геосинклинальных и платформенных условиях) отлагались железисто-кремнистые толщи джеспилитов за счёт веществ, поступавших с материков и из вулканических источников. В отложениях моложе кембрия джеспилиты не встречаются. В палеозое существенную роль в образовании кремнистых пород приобретают организмы (радиолярии и губки). Основными зонами накопления кремнистых пород стали геосинклинали с характерным для них вулканогенно-осадочным процессом.
Вулканогенный S1O2 выпадал в осадок химическим и биохимическим путями. Начиная с мелового времени органогенное образование кремнистых пород, стало господствующим в связи с появлением в конце юры диатомей. Кремнистые породы получили широкое распространение в осадках мирового океана и на материковых платформах, преимущественно в высоких широтах Северного и Южного полушарий; они сохранили также значительное развитие в геосинклиналях. В современную эпоху морские воды недонасыщены кремнезёмом и хемогенное осаждение кремнистых пород не происходит; накапливаются только органогенные кремнистые породы [135-137].
В диатомитах - легких, пористых, слабо сцементированных светлых почти белых породах - наблюдаются неразложившиеся кремнистые органические остатки и очень небольшое количество примесей в виде глинистых минералов, кварца и глауконита. В светлоокрашенных трепелах эти остатки несут следы химического разложения, уступая место продуктам их преобразования - слабо сцементированным тельцам округлой формы; в них уже больше примесных, в основном аутогенных минералов (гидроксиды железа, глинистые минералы и др.) [135].
В отличие от диатомитов и трепелов опоки являются плотными темно-серыми породами, хотя и обладающими довольно высокой пористостью. В массе опалового микросферолитового материала органические остатки практически отсутствуют. В материале содержится значительно больше глинистых и других аутогенных минералов.
Следует отметить, что в отличие от диатомитов и трепелов опоки отличаются очень высокой прочностью и на уровне средней пористости обладают сильно развитой удельной поверхностью. Данные свойства горных пород открывают широкие возможности для их применения в качестве сорбентов для защиты водных объектов от техногенных радионуклидов. В целом анализ литературы показал, что, несмотря на все меры, связанные с радиационной безопасностью, техногенные радионуклиды продолжают поступать в водные объекты. Источниками поступления радионуклидов в водоёмы Уральского региона являются предприятия ядерного топливного цикла, промышленные и исследовательские реакторы, аварийные и чрезвычайные ситуации, ядерные взрывы в промышленных и хозяйственных целях.
Радионуклиды, поступившие в водные объекты, накапливаются во взвешенных веществах, донных отложениях, живых организмах, переносятся с водными потоками на большие расстояния от источника поступления и создают новые зоны радиоактивного загрязнения. Степень миграции радионуклидов в водоёмах зависит от химического поведения элементов. В ряду техногенных радионуклидов потенциально опасными для человека являются долгоживущие цезий-137 и стронций-90.
Перемещение радионуклидов в поверхностном стоке связано не только с постоянно происходящими сбросами, но и с десорбцией радионуклидов из донных отложений после прекращения ранее радиоактивного сброса или при изменении рН водной среды. Сброс радионуклидов в водные объекты и их последующая миграция указывают на целесообразность разработки методов и средств надёжной фиксации загрязнений на твёрдых коллекторах. Отсутствие инженерных сооружений для защиты водных объектов от радионуклидов может обернуться потерями ресурсов питьевой воды.
Среди методов защиты водных объектов от радиоактивного загрязнения большое значение имеют сорбционные процессы. Данные процессы предполагают удаление радионуклидов из водных сред в виде твёрдой фазы [138]. Сорбцию проводят в специальных сооружениях в статических и динамических условиях. В качестве фильтрующих материалов используют сорбенты искусственного или природного происхождения.
Исследование кинетики сорбции цезия-137 и стронция-90 кремнистыми сорбентами в статических условиях
Из уравнений для характеристики процесса, лимитирующегося внутренней диффузией видно, что: 1) относительная скорость сорбции при гелевой кинетике обратно пропорциональна, а время извлечения половины сорбируемого вещества прямо пропорционально квадрату радиуса зерна сорбента; 2) скорость сорбции не зависит от концентрации раствора, а следовательно, и от скорости фильтрации раствора или перемешивания среды.
Процессы сорбции, лимитирующиеся внутренней диффузией, нельзя интенсифицировать повышением скорости пропускания раствора и увеличением его концентрации. Для большинства случаев очистки сточных вод с небольшой концентрацией примесей характерна смешанная кинетика обмена, количественной теории которой пока не существует. В таких случаях можно говорить лишь о преобладании того или иного механизма сорбции.
Природа сорбционного взаимодействия зависит от энергетических характеристик поверхности, наличия функциональных групп на поверхности, природы взаимодействия сорбата и поверхности сорбента, физического состояния сорбируемых примесей в растворе и т.д.
Тип сорбции (физическая или химическая) зависит от формы нахождения металла в растворе (ионная или комплексная). При сорбции ионов металла чаще всего происходит его химическое взаимодействие с функциональными группами сорбентов с образованием прочных связей. При сорбции комплексных соединений металла взаимодействие сорбата с сорбентом обусловлено более слабыми межмолекулярными силами притяжения, что свидетельствует о физической природе сорбции.
При выводе о том, какой процесс преобладает, химическая или физическая сорбция, основываются на косвенных признаках: значении энергии активации, влияние конкурирующего Na+- иона на процесс сорбции, возможность регенерации сорбента водой или кислотой. Кроме того, форма изотермы, а также ИК-спектры могут дать качественную информацию о типе взаимодействия извлекаемых примесей с поверхностью сорбента.
Близость начальных участков кривых в координатах Сс - Ср свидетельствует о достаточно сильном сродстве сорбата и сорбента, а, следовательно, сильном химическом взаимодействии между сорбатом и сорбентом. Если конкурирующий Na+- ион оказывает заметное влияние на сорбцию, то можно сделать вывод о том, что преобладающим механизмом является физическая сорбция. По этой же причине, если отработанный сорбент регенерируется водой, речь идет также о физической сорбции. Сильные кислоты (НС1, HNO3) в воде сильно диссоциированы, следовательно, если сорбент регенерируется растворами этих кислот, то данный эффект является следствием образования прочных донорно-акцепторных связей с матрицей сорбента.
Влияние температуры на сорбцию из водных растворов далеко неоднозначно. При сорбции микропористыми сорбентами растворенных примесей, размеры молекул которых близки к эффективным размерам пор, проникновение этих молекул в поры зависит от их кинетической энергии. При достаточной энергии (температуре) молекулы сорбата проникают в «окна» пор и сорбируются. В противном случае происходит лишь незначительное поглощение примесей на поверхности мезо- и макропор. Иными словами, сорбционная емкость повышается с ростом температуры. Чаще всего этот эффект проявляется при химическом характере взаимодействия сорбата и сорбента. В то же время физическая сорбция, как любой экзотермический процесс, в целом ухудшается с ростом температуры. Теоретически суммарное внешнее проявление этих двух явлений (химической и физической адсорбции) может иметь экстремум (максимум) при определенной температуре. Для вычисления энергии активации Еакт взаимодействия в рассматриваемых сорбционных системах применяют классическое уравнение Аррениуса [90]: где к. - константа скорости процесса, с"1; ко - величина, называемая предэкспоненциальным множителем; Еает - энергия активации взаимодействия (Дж/моль); R - универсальная газовая постоянная (8,341 Дж/(моль-К); Т - температура (К). Значения энергии активации определяют из соотношения: где a - угол наклона прямой в координатах In к =/(1/Т) к оси абсцисс. Определение энергии активации является составной частью исследования кинетики процесса. Динамический метод определения скорости обмена заключается в получении выходных кривых при различных скоростях пропускания раствора. Для идеального случая, когда фиксация ионов на поверхности сорбента происходит мгновенно, «проскок» и полное насыщение наступает одновременно. Объем раствора, пропущенного до «проскока» v , и объем раствора, пропущенного до полного насыщения v„, будут равны (Av = v„ - v0 = 0). В действительности процесс сорбции за счет диффузии примесей внутрь зерна происходит в течение некоторого отрезка времени, и Av 0. Относительная скорость обмена (v) определяется как отношение объема раствора, прошедшего через фильтр до «проскока» (v0), к объему раствора, прошедшего через фильтр до установления равновесия (v„) [73]: где v - относительная скорость обмена; v0 - объем раствора, прошедшего через фильтр до «проскока», дм3; v„ - объем раствора, прошедшего через фильтр до установления равновесия между сорбатом и сорбентом, дм3.
Реагентно-сорбционная технология
Реагентно-сорбционная система очистки включает применение тонкодисперсного реагента Миксорб и сорбента АС (рис. 4.5). Реагент Миксорб позволяет удалить из воды взвешенные, коллоидные, органические высокомолекулярные вещества и большую часть техногенных радионуклидов. Сорбент АС предназначен для выделения из предварительно очищенных сточных вод оставшейся части радионуклидов. Прошедшая мембранно-сорбционную очистку вода соответствует требованиям экологической безопасности.
В рамках третьего направления используют мембранно-сорбционную технологию водоочистки. «Перехват» более чистых в отношении взвешенных и менее радиоактивных грунтовых вод осуществляют с помощью скважины или системы скважин (рис. 4.6, поз. III). Далее воду направляют на мембранно-сорбционную систему очистки (рис. 4.6, поз. II). Мембрана делит поток на две части (рис.4.2). Концентрат со взвешенными, коллоидными и органическими высокомолекулярными веществами направляют в водоём, а фильтрат поступает на сорбционную доочистку. Очищенную от радионуклидов воду сбрасывают в р. Теча.
Качество очищенной воды отвечает требованиям экологической безопасности [142; 144]. Для реализации реагентно-сорбционной и мембранно-сорбционной технологий используют стандартное оборудование [152].
Обращение с отработанными кремнистыми сорбентами В процессе контакта с водными растворами радионуклидов кремнистые сорбенты переходят в категорию твёрдых радиоактивных отходов и могут рассматриваться как источники Р-излучения. За счёт насыщения кремнистых пород р-активными радионуклидами цезия-137 и стронция-90 их суммарная удельная активность превышает величину 100 кБк/кг. Данная величина является пределом для отнесения твёрдых отходов к разряду радиоактивных [151; 153].
В отработанных кремнистых породах удельная р-активность каждого из радионуклидов превышает значение минимально значимой удельной активности (МЗУА), приведённой для твёрдых радиоактивных отходов в приложении П-2 НРБ-99 [143, 144] или в приложении 1 СПОРО-2002 [151]: 10 кБк/кг (цезий-137) и 100 кБк/кг (стронций-90).
По уровню радиоактивного загрязнения отработанные кремнистые породы могут быть отнесены к категории среднеактивных твёрдых радиоактивных отходов [151, табл. 3]. Удельная активность Р-излучающих радионуклидов лежит в диапазоне от 103 кБк/кг до 107 кБк/кг.
Обращение с отработанными кремнистыми породами как радиоактивными отходами среднего уровня активности может проводиться по двум направлениям. Первое направление связано с термической обработкой кремнистых сорбентов. Действительно, большим преимуществом минеральных сорбентов является возможность фиксации радиоактивных изотопов путём термической обработки минералов. Так, из прокалённого при 1100 С бентонита, находившегося в течение 300 суток в контакте с водой и раствором азотной кислоты, в жидкую фазу перешло менее 0,1% активности [11]. Однако данный способ обращения, связанный с переходом кремнистых пород совместно с фиксированными в них радионуклидами в стеклоподобную массу, является возможным, но высокозатратным. В основном он применяется для переработки высокоактивных отходов.
Второе направление обращения с отработанными кремнистыми породами основано на традиционно принятых технологиях. Переработка отработанных кремнистых пород в рамках классических технологий как среднеактивных твёрдых отходов включает их сбор, кондиционирование (прессование), транспортировку и захоронение. Сбор кремнистых пород производят непосредственно на месте их образования отдельно от мусора и других отходов.
В случае применения мембранно-сорбционной технологии очистки радиоактивных сточных вод к радиоактивным отходам, подлежащим к сбору, относятся картриджи механических фильтров, отработанные мембраны, картриджи сорбционных фильтров с кремнистой загрузкой и осадки баков-сборников после промывки мембран. При реализации реагентно-сорбционной технологии очистки сточных вод радиоактивными отходами являются осадки отстойников и фильтрующие кассеты с кремнистой зернистой загрузкой.
Для сбора твёрдых радиоактивных отходов (РАО) непосредственно на месте расположения установок или инженерных сооружений по водоочистке должны быть размещены специальные сборники-контейнеры. Для первичного сбора РАО могут использоваться пластиковые или бумажные мешки, которые затем загружаются в сборники-контейнеры. Мешки должны быть механически прочными, максимально устойчивыми к воздействию низких температур и иметь шнур для плотного затягивания верха мешка после его заполнения.
При размещении отходов в мешках во всех случаях следует принять меры, предотвращающие возможность их механических повреждений острыми, колющими и режущими предметами. Заполнение сборников-контейнеров РАО должно производиться под радиационным контролем. Перед заполнением сборников-контейнеров для уменьшения объёма РАО их следует прессовать [154]. Спрессованные отходы подлежат размещению в контейнер с заливкой пространства цементным раствором.
Ответственность за сортировку, упаковку и подготовку к отправке радиоактивных отходов несёт эксплуатирующая организация-поставщик. Организация, сдающая отходы, производит их погрузку таким образом, чтобы мощность дозы излучения в кабине автомобиля была не более 10 мкГр/ч. Приём, погрузку и транспортирование радиоактивных отходов осуществляют под контролем специалистов СГСК «Радон» [153; 155].
Захоронение отходов со средним и низким уровнями радиоактивности, в том числе, образующихся при мембранно-сорбционной и реагентно-сорбционной технологиях водоочистки, базируется в основном на хорошо отработанных методах путём размещения отходов в приповерхностных хранилищах. Хранилища располагают, по крайней мере, на четыре метра выше горизонта грунтовых вод. Основная тенденция в конструировании хранилищ РАО заключается в том, что захоронение ориентируется на систему нескольких средств изоляции, обеспечивающих удержание радионуклидов. Такая система включает бетонные бункеры или камеры, закладочные материалы для обработки засыпки хранилищ, химические средства изоляции, вентиляцию для удаления газов, отвод воды и создание на поверхности земли буферных зон.
