Содержание к диссертации
Введение
Литературный обзор 8
Состояние и поведение радионуклидов в объектах окружающей среды 8
1. Химические свойства и состояние радионуклидов в водных растворах 8
2. Формы нахождения радионуклидов в объектах окружающей среды \2
Состояние и поведение радионуклидов в промышленных водоемах
ФГУП «ПО «Маяк» 18
Методы переработки ЖРО 22
1 Соосаждение 25
2 Сорбционные методы 27
3. Баромембранные методы 37
4. Комплексные методы переработки ЖРО 40
Выводы и постановка задачи исследования 44
Методика эксперимента 47
Объекты исследования 47
1. Фитосорбенты 47
2. Характеристика водоемов 48
Методика проведения сорбционного эксперимента 52
1. Исследование сорбции в статическом режиме 52
2.2.2. Исследование сорбции в динамическом режиме 53
т 2.2.3. Определение урана фотоколориметрическим методом 55
2.4. Статистическая обработка результатов измерений 56
3. Сорбция цезия фитосорбентами из модельных растворов и вод промводоемов ФГУП «ПО «Маяк» 59
3.1 Кинетика сорбции цезия-137 фитосорбентами 50
(ф 3.2. Исследование зависимости сорбции цезия-137 от концентрации собственных ионов 69
3.3. Исследование зависимости сорбции цезия-137 фитосорбентами от удельной массы сорбента 71
3.4. Сорбция цезия-137 из промышленных стоков 74
3.5. Влияние рН раствора на сорбцию цезия-137 фитосорбентами 76
4. Сорбция стронция-90 из модельных растворов и вод промводоемов ФГУП «ПО «Маяк» 78
4.1. Кинетика сорбции стронция-90 фитосорбентами 78
4.2. Изучение зависимости сорбции стронция-90 от концентрации
83
собственных ионов в растворе
fa 4.3. Зависимость сорбции стронция-90 от удельной массы сорбента 35
4.4. Влияние рН раствора на сорбцию стронция-90 фитосорбентами . gg
4.5. Исследование сорбции стронция-90 в динамическом режиме 90
5. Сорбция урана фитосорбентами в статических и динамических
условиях 92
5.1. Зависимость сорбции урана фитосорбентами от времени контакта
* фаз 92
5.2. Зависимость сорбции урана от удельной массы сорбента 97
Зависимость сорбции урана фитосорбентами от рН 98
Зависимость сорбции урана фитосорбентами от концентрации собственных ионов 105
Исследование сорбции урана в динамических условиях j 07
Изучение зависимости сорбции урана от рН в динамических условиях 109
Совершенствование технологии переработки ЖРО ФГУП «ПО «Маяк» 112
Переработка жидких радиоактивных отходов радиохимического
производства 112
1. Изучение условий очистки сточных вод спецканализации без предварительной водоподготовки 117
2. Применение фитосорбентов на стадии финишной доочистки вод спецканализации 124
3. Исследование возможности применения фитосорбентов в мембранно-сорбционной схеме очистки сточных вод радиохимического предприятия 130
Исследование возможности применения фитосорбентов в технологическом процессе переработки сбросных растворов
химико-металлургического производства * 42
Выводы j 50
Список использованных источников
- Химические свойства и состояние радионуклидов в водных растворах
- Исследование сорбции в статическом режиме
- Исследование зависимости сорбции цезия-137 фитосорбентами от удельной массы сорбента
- Влияние рН раствора на сорбцию стронция-90 фитосорбентами
Введение к работе
В связи с развитием ядерной энергетики на современном этапе развития радиохимии и радиохимических технологий на передний план выдвигается проблема обращения с накопленными радиоактивными отходами.
Радиоактивные отходы, образующиеся при эксплуатации реакторов различного типа, а также в процессе переработки отработавшего ядерного топлива, являются источниками долговременной опасности для биосферы. По сравнению с отходами обычной энергетики и промышленности они обладают рядом особенностей. Это, во-первых, скрытый, непосредственно неощутимый человеком характер воздействия радиоактивных загрязнений даже при смертельных дозах облучения. Во-вторых, это высокая удельная и суммарная активность отходов, образующихся при работе ядерного реактора и выделяемых при радиохимической переработке. Следовательно, без преувеличения можно сказать, что проблема ядерной энергетики с экологической точки зрения - это, прежде всего, проблема радиоактивных отходов. Именно к этому сводится вопрос о воздействии ядерной энергетики и атомной промышленности на окружающую среду и в качестве первоочередной задачи ставится задача обезвреживания и безопасной локализации радиоактивных отходов.
Особенно остро эта проблема стоит перед ФГУП «ПО «Маяк», поскольку применяемые в настоящее время на предприятии способы и технологии обращения с ЖРО низкого и среднего уровня активностей предполагают сброс значительного их количества в естественные и искусственные водоемы, которые являются хранилищами ЖРО среднего и низкого уровня активности.
Каскад открытых водоемов, образованных в результате сооружения ряда гидротехнических сооружений в верховьях реки Теча превратился потенциальный источник радиационной опасности для окружающей среды. В настоящее время в каскад поступает примерно 2500 Ки/год радиоактивных веществ. За время деятельности предприятия в Теченский каскад водоемов с НАО поступило порядка 1,8 Ю5 Ки радионуклидов [1].
Наличие большого количества радиоактивных отходов в открытых водоемах явилось основной причиной формирования комплекса сложных экологических проблем [2].
Для улучшения ситуации необходим был пересмотр всей технологической схемы обращения с ЖРО, использование новых технологических решений.
Для решения вопросов по обращению с радиоактивными отходами и восстановлению окружающей среды в ФГУП "ПО "Маяк" разработана комплексная программа, которая объединяет и отражает весь спектр проблем, сложившихся в результате предыдущей и текущей деятельности, а также учитывает новые перспективные направления. В соответствии с концепцией замкнутой системы водоснабжения и безопасного обращения с радиоактивными отходами разработана принципиальная технологическая схема обращения с жидкими радиоактивными отходами любого уровня активности [3]. В основу предлагаемой схемы положена мембранно-сорбционная технология, для успешной реализации которой необходима замена применяемых ранее синтетических ионитов новыми более эффективными сорбентами.
С другой стороны, в период испытания и внедрения новых схем обращения с ЖРО необходимо проводить мероприятия по модернизации действующих очистных сооружений, позволяющие повысить эффективность их работы. И здесь в основе предлагаемых решений также стоит задача совершенствования узла сорбционной очистки путем поиска новых сорбционных материалов коллективного действия, т.е. высокоспецифичных к целому ряду радионуклидов, отличающихся по своим химическим и физико-химическим свойствам, таких, например, как цезий-13 7, стронций-90, кобальт-60, уран, плутоний и др.
Наряду с решением проблемы прекращения сбросов ЖРО в открытые водоемы ставится также вопрос о реабилитации водоемов и разработке технологических методов их очистки от радионуклидов [4], поскольку сохраняется угроза их переполнения и, следовательно, возможность неконтролируемого залпового загрязнения пойменных территорий. Кроме того, воду этих водоемов предполагается использовать для охлаждения реакторов Южно-Уральской АЭС.
В данной работе изучены возможность сорбционной очистки вод промышленных водоемов от основных радионуклидов, а также условия повышения эффективности работы узла сорбционной очистки в технологии очистки низкоактивных жидких радиоактивных отходов (вод спецканализации) за счет применения новых сорбционных материалов - фитосорбентов.
Химические свойства и состояние радионуклидов в водных растворах
Цезий является сильно электроположительным элементом и образует в растворе однозарядные ионы с очень малой тенденцией к комплексо-образованию [5]. Он способен образовывать труднорастворимые соединения лишь с некоторыми- большими комплексными анионами, что может быть использовано для его выделения [6-7].
Обладая крайне незначительной собственной комплексообразующей способностью, цезий входит во многие комплексные соединения в качестве внешнесферных катионов. При этом влияние ионов цезия на процесс комплексо-образования иногда очень велико, что обусловлено большей, чем у других щелочных металлов, поляризуемостью и меньшей способностью к гидратации.
В случае если цезий в растворе находится в микроконцентрации, то с особой отчетливостью могут проявляться адсорбционные свойства и возможное в связи с этим образование псевдоколлоидов. В частности, при исследовании состояния радионуклидов методом ультрафильтрации установлено [8], что радиоцезий находится в воде частично в виде коллоидов, для образования которых в растворе должно находиться значительное количество посторонних частиц коллоидного размера. Радиоизотопы цезия проявляют коллоидные свойства за счет того, что адсорбируются на посторонних частицах коллоидного размера, то есть образуются псевдоколлоиды.
По мнению авторов [9] псевдоколлоидное состояние цезия, является довольно подвижным, и радионуклид можно легко перевести в ионодисперсное состояние, например, добавлением небольших количеств соли. Однако на наш взгляд степень подвижности равновесия «коллоидная форма - ионная форма» в значительной степени зависит от природы коллоидных частиц, на поверхности которых сорбируются ионы цезия. В частности, исследования сорбции цезия-137 различными типами почв показали, что сорбция данного радионуклида илистой фракцией почв носит практически необратимый характер [10, 11]. Стронций В водных растворах ионы стронция образуют гидраты, подвергаются гидролизу, реагируют с кислородсодержащими хелатообразующими веществами [12, 13]. В отличие от цезия стронций осаждается в виде гидроксида, а также образует малорастворимые соединения с анионами минеральных кислот (сульфаты, фосфаты, карбонаты и др.). Это в свою очередь позволяет предположить возможность существования стронция-90 в истинноколлоидном состоянии. Однако в литературе практически отсутствуют сведения, подтверждающие данное предположение. Так, в работе [14] установлено, что стронций-90 не образует радиоколлоидов при наличии в растворе сульфатных анионов. В отсутствие сульфата натрия зафиксирована определенная доля коллоидных форм стронция (0,17±0,05 от общего содержания 90Sr). По мнению авторов, вероятнее всего, стронций образует псевдорадиоколлоиды в результате сорбции ионов Sr2+ на примесных взвешенных частицах, присутствующих в водном растворе. Что касается образования истинных коллоидов, то, по мнению Ю.П. Давыдова, в соответствии с численным значением констант гидролиза, ч характеризующих образование SrOH+ и Sr(OH)2, заметный гидролиз ионов Sr2+ наблюдается, начиная с рН=11 [14], и образование твердой фазы гидроксида маловероятно.
С другой стороны, сопоставление первых констант устойчивости комплексов ряда элементов с аддендами ОН", СГ ,SO] , показывает, что процесс гидроксокомплексообразования превалирует над комплексообразованием с Cr,SOl [15]. Уран В растворах уран может проявлять степени окисления: +3, +4, +5, +6. Устойчивость валентных состояний урана в растворе характеризуется рядом U(VI) U(IV) U(III) U(V) [9].
Стабилизация высокого положительного заряда урана в случае U(VI) и U(V) происходит за счет образования ионов U022+ и U02+. U(IV) при определенных условиях находится в растворе в виде гидратированного иона и(Н20)б4+ .
Ионы урана подвергаются значительному гидролизу и весьма склонны к комплексообразованию с различными лигандами. Относительная склонность ионов урана к комплексообразованию соответствует ряду: U02+ U3+ U022+ U4+ [9]. Ионы четырехвалентного урана в водных растворах малоустойчивы и легко окисляются до шестивалентного. Скорость окисления зависит от природы аниона, присутствия посторонних катионов, действия света, концентрации, рН [16].
Состояние микроколичеств (4-10" моль/л) U (VI) в растворах в широком интервале рН (1-12) исследовалось с помощью различных методов: ультрафильтрации через целлофановую мембрану, миграции урана в электрическом поле, центрифугирования, адсорбции и десорбции урана с поверхности стекла [17]. Установлено, что в интервале рН=1-5 U(VI) полностью проходит через целлофановый фильтр и не осаждается при центрифугировании. Отсюда делается вывод, что в указанном интервале рН U(VI) находится в растворе в виде мономерных форм, т.е. в виде 1Ю22+-ионов и комплексов U02(OH)+.
Исследование сорбции в статическом режиме
Концентрацию урана определяли фотоколориметрическим методом с применением арсеназо III на приборе КФК-3.
Метод заключается в определении шестивалентного урана по окрашенному внутрикомплексному соединению урана с арсеназо III в азотнокислых растворах.
Ионы уранила UO2 в кислой среде образует с арсеназо III окрашенный комплекс состава иОг2+: арсеназо III = 1:1.
Окраска комплекса в 6- -7 моль/л азотной кислоте устойчива и не меняется в течение нескольких часов. При этой кислотности молярный коэффициент поглощения комплекса составляет около 6 104 при длине волны света А,=665 нм. Концентрированная азотная кислота должна быть предварительно обработана мочевиной, для удаления оксидов азота и азотистой кислоты, разрушающих реагент.
Реакция иОг2+ с арсеназо III в сильнокислых растворах обладает высокой селективностью. Определению урана мешают торий, цирконий, гафний. Не мешают железо (II), железо (III), алюминий, свинец, кальций, стронций, бериллий, лантан, хром, молибден, медь, и др.
Закон Бугера-Ламберта-Бера соблюдается до концентрации урана 0,2 мкг/мл. Погрешность определения не превышает 2-3% [197].
Оптическую плотность растворов измеряют в кювете с толщиной слоя 10 мм на фотоколориметре КФК-3 с красным светофильтром (к-656 нм).
В мерные колбы вместимостью 25 мл вводили по 5 мл раствора урана. Затем с помощью мерного цилиндра вводили по 13 мл концентрированной азотной кислоты с мочевиной. Далее добавляли по 3 мл 0,25% -го раствора арсеназо III, разбавляли дистиллированной водой почти до метки, перемешивали, охлаждали до комнатной температуры, добавляли воду до метки и вновь хорошо перемешивали. Измеряли оптическую плотность раствора и определяли концентрацию урана по калибровочному графику. Калибровочный график строили в координатах «оптическая плотность раствора - концентрация урана в мкг/л».
Статистическая обработка результатов измерений
При определении скорости счёта радиоактивного препарата неизбежно появление случайных погрешностей. Погрешности в определении скорости счёта радиоактивного препарата, вызваны погрешностями препарирования и радиометрирования, а также статистическим характером распада. С целью определения точности результатов измерения скорости счёта препарата была проведена статистическая обработка полученных данных. Выборочное среднее определяли как среднеарифметическое из результатов трёх- пяти измерений по формуле: х = --х; (2.12.) п i=l Выборочную дисперсию рассчитывали по формуле: i ,- )2
Результаты параллельных измерений подвергались проверке на наличие грубых промахов с помощью ( -критерия по методике, описанной в [197,198]. Для расчёта средних результатов непосредственных измерений использовали только значения, прошедшие -тест. При статистической обработке результатов пользовались доверительной вероятностью 95%.
Методика проверки гипотезы об отсутствии грубых погрешностей среди результатов параллельных измерений, описанная в [197], заключается в следующем. Определяют величины тахи f min по формулам (2.14 и 2.15.): ґ _ Хтах Х _ д-« " /гГГї (2Л4-) V п f _ Х Х min "]п-1 (2Л5-Э где xmax и xmin - максимальный и минимальный из результатов параллельных измерений соответственно; sx - выборочная дисперсия, рассчитываемая по формуле (2.13.); п - число параллельных измерений. Далее найденные по формулам (2.14) и (2.15.) величины тахи „сравнивают с табличным критическим значением -критерия при выбранном уровне значимости (5%). Если найденное из опытных данных значение С,тах или min ОКажеТСЯ больше КриТИЧеСКОГО, ТО СООТВетСТВуЮЩИЙ результат Xmax ИЛИ Хщіп может быть отброшен, как отягощенный грубой погрешностью.
Доверительные интервалы для скоростей счёта препаратов находили по методике, описанной в [198]. Для этого рассчитывали выборочную дисперсию по формуле (2.13.), и находили полуширину доверительного интервала для данной величины по формуле (2.16): где tp - величина, такая, что вероятность того, что случайная величина, распределённая по закону Стьюдента будет меньше или равна этой величины, равна 1-р (1-0,05=0,95).
При расчётах предполагали, что генеральная дисперсия неизвестна, а сама случайная величина распределена нормально.
Погрешность окончательного результата (например, степени сорбции) оценивали с помощью закона накопления погрешностей, в соответствии с которым выборочную дисперсию (S ) величины Y, которая представляет собой функцию k-независимых случайных величин XJ:
Исследование зависимости сорбции цезия-137 фитосорбентами от удельной массы сорбента
Как уже отмечалось, стоки радиохимических предприятий представляют собой сложную физико-химическую систему и характеризуются многообразием форм состояния микрокомпонентов-радионуклидов. Поэтому, представляло интерес изучить сорбцию цезия-137 из растворов более сложного состава - вод промводоема В-10 и шлейфовых вод В-9 и оценить возможность очистки последних от данного радионуклида. Полученные результаты представлены в табл. 3.7. и нарис. 3.5. Таблица 3.7. - Зависимость сорбции цезия-137 от удельной массы сорбента фитосорбентами из воды промводоема В-10 и шлейфовых вод В-9 (Vp.pa = 20 мл, время сорбции-2 часа, t=20 С)
Видно, что увеличение удельной массы не обеспечивает количественного извлечения цезия из исследованных высокосолевых растворов: степень сорбции не превышала 63 % для ФС-761 из воды В-10, и 27% для ФС-728 из шлейфовых вод В-9. Неполная сорбция цезия-137 из сильнозасоленных вод фитосорбентами, возможно, связана с высокой конкуренцией ионов макрокомпонентов, или с наличием несорбируемых форм радионуклида. На последнее в известной мере указывает вид кривых зависимости "/?-/?[ ]".
Отсутствие подвижной связи, наиболее характерное для коллоидных и полимерных форм состояния сорбата, приводит к нарушению динамического равновесия. При этом все формы состояния ведут себя независимо друг от друга. Установить, какие именно формы связаны друг с другом подвижной связью, а для каких форм характерна малая скорость взаимопревращения можно только на основании коллоидно-химических методов исследования, которые в данной работе не проводились. При наличии в растворе наряду с сорбирующимися ионодисперсными формами несорбирующихся коллоидных форм состояния любой природы на изотерме "рє-р[т]" следует ожидать после линейного участка плато. Зависимость коэффициента распределения от удельной массы может также наблюдаться в случае химически неоднородного сорбента.
Результаты изучения зависимости сорбции цезия-137 от удельной массы сорбента (неполная сорбция цезия-137 из промышленных вод фитосорбентами) в частности вид зависимостей "lg є - lg [m] " свидетельствуют о наличии нескольких форм состояния цезия-137 в водах промводоемов.
Известно, что состояние радионуклида существенно зависит от рН раствора. Поскольку промышленные водоемы и сточные воды ПО «Маяк» характеризуются разным составом, и в том числе различным значением рН, то представляло интерес изучить зависимость сорбционных характеристик исследуемых фитосорбентов от рН растворов. Согласно [224] на основании вида зависимостей «pKd - рН» можно судить о формах состояния микрокомпонента в растворе. По мнению Ю.П. Давыдова [9] появление максимума на «є-рН» изотермы при использовании методики И.Е. Старика связано не с образованием отрицательно заряженных истинных коллоидов, а с необратимой сорбцией гидролизованных форм радиоактивного элемента коллоидными загрязнениями, т.е. с устойчивым псевдоколлоидным состоянием микрокомпонента в растворе.
На рис. 3.6. представлены зависимости Kd от рН раствора из воды оз. Иртяш и промводоема В-10. о Рис. 3.6. Зависимость коэффициента распределения от рЫ раствора Вид зависимости «pKti - рН» также подтверждает наличие нескольких форм состояния цезия-137 в растворах.
В сильнокислотных средах сорбция цезия-137 из растворов незначительна, поскольку в этом случае процесс сорбции подавляется водородными ионами и возможными побочными реакциями, протекающими в кислой среде. С ростом рН коэффициент распределения незначительно увеличивается. Степень сорбции цезия-137 при данных условиях проведения экспериментов из воды промводоема В-10 не превышала 40%. Степень сорбции цезия-137 фитосорбентом ФС-728 в диапазоне рН = 3 - 12 составляет 66%.
Очевидно, значительная доля цезия-137 находится в виде слабо сорбирующихся форм - коллоидов, комплексных ионов, скорость перехода которых в сорбируемые в процессе сорбции недостаточна. Таким образом, за исключением кислых сред (рН 3), Кс) цезия -137 на фитосорбентах не зависит от рН растворов. Поскольку в реальных водах ФГУП ПО «Маяк» значения рН 3 , то можно сделать вывод, что сорбционные характеристики фитосорбентов не зависят от рН растворов. Тем не менее, количественного извлечения цезия при данной удельной массе сорбентов не происходит.
В данном разделе приведены результаты исследований сорбции стронция-90 фитосорбентами из вод различного состава. В качестве объектов исследования были выбраны вода оз. Иртяш, воды промводоемов ФГУП ПО «Маяк» а также шлейфовые воды оз. Карачай. Химический и радионуклидный состав указанных водоемов приведен ранее в табл. 1.1.
Поскольку в литературе отсутствуют сведения о сорбционно-кинетических параметрах сорбции стронция-90 фитосорбентами из реальных вод, был проведен анализ кинетических характеристик сорбции.
Влияние рН раствора на сорбцию стронция-90 фитосорбентами
Как уже отмечалось, в рамках программы по оптимизации обращения с жидкими радиоактивными отходами в ЦЗЛ ПО «Маяк» проводятся исследования по использованию с этой целью мембранных методов очистки. На основании результатов лабораторных исследований и технико-экономической оценки различных методов очистки ЖРО в качестве перспективной технологии предложена мембранно-сорбционная схема, которая включает в себя микрофильтрацию (ультрафильтрацию) с предварительной селективной сорбцией радионуклидов на ферроцианидах, обратный осмос и ионообменную очистку.
При переработке 500 тыс.м ЖРО образуется около 1700 м /год концентрата с общим солесодержанием около 600 т, что в 2 раза меньше, чем по существующей схеме очистки ЖРО При этом удельная активность растворов не превышает ЮОБк/л..
Принципиальная схема мембранно-сорбционной переработки низкоактивных отходов представлена на рис. 6.3.
Для проверки мембранно-сорбционной схемы очистки ЖРО на участке переработки технологических сбросов (УПТС) завода 22 был смонтирован специальный стенд (рис.2), на котором с 2002 года проводятся опытно-промышленные испытания на модельных и реальных растворах. Целью этих испытаний является отработка технологических параметров мембранных процессов, ионного обмена, определение степени концентрирования растворов и коэффициентов очистки от химических и радиоактивных компонентов.
Опытный стенд, принципиальная схема которого представлена на рис. 6.4., состоит из следующих основных узлов: -ёмкость исходного раствора (объем 14 м3); -сорбционная колонка, заполненная НЖС (3 дм3); -буферная ёмкость для сбора пермеата со стадии микрофильтрации (объем 3
Для определения оптимальных условий осуществления технологического процесса было проведено несколько серий испытаний.
Во время первой серии испытаний очистку растворов спецканализации проводили по схеме селективная сорбция - обратный осмос - ионный обмен. Химический и радионуклидныи составы исходного раствора, представлены в таблице 6.13. Таблица 6.13 - Химический и радионуклидныи составы исходного раствора Концентрация химических компонентов, мг/л Са2+ Mg2+ Na+ СГ sor N03" N02 P04J" C2042- АПАВ Сух. OCT. рн 40,9 30,4 83,7 47,6 78 75,5 1,5 3,8 40,8 3 493 7,8 Объёмная активность радионуклидов, Бк/л 1а Am24,+ Pu238 pu239+pu240 U234+Ra226 u235 sp Cs137 Sr90+Y90 Co60 2950 1580 700 55 1 23600 1830 16400 4630 Для селективной сорбции радионуклидов на основании предварительных исследований [159] был использован ферроцианид никеля-калия, осажденный на силикагеле (НЖС). Сорбцию проводили в колоночном варианте (динамических условиях). Скорость фильтрации составляла 5-6 колоночных объемов в час. Результаты очистки раствора неорганическим сорбентом НЖС представлены в . таблице 6.14. Таблица 6.14 - Результаты очистки раствора спецканализации сорбентом НЖС Продукт Объёмная активность, Бк/л 1а Am241+Pu238 Pu239+Pu240 U234+Ra226 IP Cs137 Sr90+Y90 Co60 исх. раст. 2950 1580 700 55 23600 1830 16400 4630 фильтрат 1050 550 500 1 20200 206 17600 3220 К- ОЧИСТКИ 2,8 2,9 1,4 55 1,2 8,9 0,9 1,4 Из табл. 6.14. видно, что данный сорбент позволяет снизить активность 133 раствора, обусловленную Cs в 9 раз. Активность альфа-излучающих нуклидов снижалась примерно в три раза. Причиной невысоких коэффициентов очистки раствора от радионуклидов цезия, вероятно, является его частичная сорбция на присутствующих в растворе коллоидных частицах. Таким образом, на стадии селективной сорбции необходимая степень очистки от а- и у- радионуклидов достигнута не была.
Обратноосмотическую очистку растворов спецканализации проводили на установке УМР-65, снабжённой рулонными мембранными элементами.
Обратноосмотическая установка УМР-65 работала в режиме концентрирования раствора. При достижении требуемых коэффициентов концентрирования отбирали пробы пермеата и концентрата, в которых анализировали содержание химических компонентов и радионуклидов.
Фильтрат после сорбционной очистки перед стадией обратного осмоса подкисляли до рН 3,5-4. В процессе обратноосмотической очистки отбирали пробы продуктов разделения при достижении коэффициентов объёмного концентрирования 2,5, 5 и 10. Результаты обратноосмотической очистки растворов представлены в табл. 6.15 и 6.16. в табл. 6.15-6.16 показывают, данный метод позволяет эффективно удалять химические и радиохимические компоненты раствора. Следует отметить, что коэффициент задержания ,37Cs снижается по мере концентрирования раствора, однако остаточная активность не превышает значений установленных норм для сброса в открытую гидросеть. В тоже время по остаточной альфа-активности растворы, полученные после обратноосмотической очистки относятся к радиоактивным отходам и не могут быть использованы в оборотном водоснабжении.
Согласно ОСПОРБ-99, границей, разделяющей радиоактивные и общепромышленные отходы, является десятикратное значение УВ для воды УВв"да по НРБ-99. Для ионообменной доочистки раствора в первой серии испытаний использовали катионит КУ-2-8 и анионит АВ-17. Объём загрузки ионитов составлял по 5 мл. Ионообменной очистке был подвергнут пермеат при коэффициенте объёмного концентрирования равного 2,5.
Результаты ионообменной очистки раствора представлены в табл. 6.17.
Проведенные исследования показали, что ионообменная очистка, включающая как катионообменную, так и анионообменную стадии очистки, позволяет снизить объемную активность радионуклидов 90Sr + 90Y на два порядка, a 137Cs - на порядок. Солесодержание очищенной воды после фильтроцикла в 3600 колоночных объемов снижается до 11 мг/л, удельная активность бета-излучающих нуклидов до 30 Бк/л, активность альфа-излучающих нуклидов до 1,2 Бк/л. Фильтроцикл ионообменных фильтров за счет обратноосмотического обессоливания раствора увеличился со 100 до 3600 колоночных объемов. Полученная после трех ступеней очистки вода не относится к радиоактивным растворам и соответствует требованиям для использования в водооборотной схеме или сброса в открытую гидросеть.
Поскольку большинство радионуклидов в растворе находится в катионной форме, то в следующей серии испытаний пермеат пропускали только через катионит КУ-2-8. В случае если такая схема ионного обмена окажется приемлемой, преимуществом такой организации процесса окажется сокращение количества вторичных отходов (щелочных регенератов) и количества технологических операций. Объём загрузки смолы составлял 2,5 мл. Полученный после катионита слабокислый раствор может быть нейтрализован обычным способом.
