трусики женские украина

На головну

 Нова високоефективна технологія дезактивації радіоактивних сольових розчинів і стічних вод з витяганням цінних компонентів і їх поверненням в технологічний цикл - Екологія

Введення

очистка радіоактивний відхід атомний

Однією з основних проблем, що визначають існування і подальший розвиток атомної енергетики, є вирішення завдання збору та кондиціонування радіоактивних відходів.

Для ряду АЕС, наприклад, Кольської атомної станції, вирішення проблеми кондиціонування рідких радіоактивних відходів дає можливість продовжити термін експлуатації енергоблоків, що особливо важливо для всього Північно-Західного регіону країни. Таким чином, завдання надійної локалізації радіоактивних відходів переростає з приватної екологічної та економічної задачі окремій станції в економічну, екологічну та соціальну задачу регіону.

Глава 1. Метод іоноселективного очищення рідких радіоактивних відходів атомних станцій

Рідкі радіоактивні відходи (РРВ) АЕС у вигляді кубових залишків являють собою сольові розчини високої концентрації, забруднені продуктами поділу, радіонуклідами корозійного походження, різними речовинами, використовуваними для підтримки водно-хімічного режиму та дезактивації обладнання. Традиційними методами переробки кубових залишків є глибоке упарювання, цементування і бітуміровання. Ці методи дозволяють перевести РРВ в інертну форму, придатну для поховання, але не дають значного скорочення обсягу кінцевого радіоактивного продукту.

Коефіцієнти скорочення обсягу при використанні різних методів кондиціонування мають порядок: для цементування - 0,9 ... 1,3; бітуміровання -1,5 ... 2.5; глибокого упарювання - 2 ... 3; заскловування - 3 ... 4; селективної сорбції - 70 ... 90. Істотно більш високі можливості селективної сорбції в скороченні обсягів кінцевого радіоактивного продукту визначають її переваги порівняно з іншими методами переробки кубових залишків, дозволяючи сконцентрувати радіонукліди РРВ в невеликому обсязі сорбенту. Відомо використання методу селективної сорбції, але без очищення розчинів від радіонуклідів перехідних металів, для переробки кубових залишків на АЕС Ловіза (Фінляндія). Радіоактивні речовини в розчинах кубових залишків знаходяться у вигляді простих і комплексних іонів, нейтральних молекул і колоїдних частинок. Основними радіонуклідами в кубових залишках являются134, 137Cs, 60Co, 54Mn. Для ізотопів цезію характерна іонна форма знаходження. Радіонукліди кобальту і марганцю в кубових залишках знаходяться у формі комплексів з сполуками, які широко використовуються для дезактивації обладнання. На АЕС найбільш часто такими речовинами є етілендіамінацетат натрію (ЕДТА) і щавлева кислота. Знаходження кобальту і марганцю в комплексною, а тому в несорбіруемой формі, визначає необхідність руйнування комплексів для вирішення проблеми виділення цих радіонуклідів з розчинів. Крім того, необхідність руйнування органіки, присутньої в кубовому залишку, визначається її отруйною дією на ферроціанідние сорбенти цезію, що знижує ресурс останніх. Кубові залишки АЕС мають водневий показник - рН від 8 до 13, тобто є лужним середовищем. В таких середовищах для руйнування комплексних сполук радіонуклідів найбільш придатними способами є Перманганатна окислення, озонування та електрохімічне окислення. Всі ці способи мають високим окислювальним потенціалом в лужному середовищі.

Однак, при електрохімічному окисленні кубових залишків неминуче відбувається виділення водню, крім того недостатній ресурс роботи електродів, існує проблема очищення електродів від відкладень; головними недоліками Перманганатна окислення є утворення значної кількості осаду діоксиду марганцю і недостатня ефективність очищення по60Со.

Вибір методу озонування для деструктивного окислення розчинів, що містять комплексони, обумовлений такими його перевагами: - озонування руйнує з досить високою швидкістю практично будь-які органічні сполуки, в тому числі і комплексообразующие; - Утворюються при окислюванні комплексонов продукти деструкції погіршують параметри подальших процесів, тому озонування може використовуватися практично на будь-якій стадії технологічної схеми очищення розчинів без погіршення загальних її показників;

- Утворюються в процесі саморозпаду озону і його взаємодії з молекулами води продукти радикального характеру мають потенціал окислення вище, ніж у вихідної молекули озону, що зумовлює високу ефективність використання озону в технологічних процесах; - Ступінь токсичності продуктів, що утворюються при окислюванні комплексонов озоном, значно нижче вихідних сполук;

- Озонування є практично безвідходним способом очищення, оскільки озон синтезують з кисню повітря і продуктом його розпаду також є кисень, тобто в ході процесу очищення не відбувається утворення вторинних забруднень розчинів;

- Озон є одним з небагатьох окислювачів, що беруть участь в природних хімічних та біохімічних процесах, наслідком чого є його сумісність (до певних меж) з навколишнім середовищем;

- Отримання озону безпосередньо в ході процесу обробки розчинів усуває необхідність в отриманні та зберіганні великих кількостей реагентів на обробку розчину, а також забезпечує швидке усунення аварійної ситуації, пов'язаної з попаданням озону в зовнішнє середовище, простим відключенням генератора озону;

- Процеси озонування використовують у промисловості досить широко для водопідготовки та обробки стічних вод. В даний час промисловістю налагоджений серійний випуск устаткування продуктивністю від 1 г до 15 кг озону на годину.

У процесі озонування кубових залишків одночасно відбувається кілька фізико-хімічних перетворень. Має місце руйнування комплексів і органічних речовин, "отруйних" сорбенти. У результаті руйнування комплексов60Со і54Mn переходять в сорбіруємості форму. У теж час, відбувається утворення твердої фази гидрооксидов і оксидів перехідних металів (Fe, Ni, Cr та ін.), Присутніх у вихідному кубовому залишку. На гідроксиду і оксидах відбувається співосадження радіонуклідів кобальту і марганцю за рахунок адсорбційних процесів. Повнота окислення комплексів в значній мірі визначає ступінь вилучення радіонуклідов60Со і54Mn.

На ступінь ізвлеченія60Со і54Mn при співосадження на гідроксид впливає рН розчину. При високих рН зростає розчинність гідроксидів, і, отже, знижується повнота виделенія60Со і54Mn. При рН більше 12 коефіцієнт распределенія60Со і54Mn починає знижуватися. З іншого боку, визначено, що при значеннях рН розчину більше 12 починається руйнування ферроціанідних сорбентів, що використовуються для селективної сорбції радіонуклідів цезію. Тому після завершення процесу озонування необхідно провести коригування рН розчину до значень менше 12. Однак при рН розчину менше 11 проявляється різке зниження розчинності боратов, присутніх в розчинах. Таким чином, з урахуванням усіх факторів: зниження розчинності гідроксидів і підвищення коефіцієнта розподілу кобальту і марганцю, відсутності випадання боратов з кубового залишку та збереження високої ефективності ферроціанідних сорбентів до радіонуклідам цезію, коректування рН розчину після завершення озонування повинна проводитися до значення, рівного 11.

Кількість утворюється при озонуванні осаду залежить від складу кубового залишку і становить від 1 до 4 г на літр вихідного розчину, тобто не перевищує одного відсотка. Проведений гранулометрический аналіз показав, що до складу осаду від озонування входять частинки з розмірами від 0,1 до 30 мкм. Для виведення такого осаду доцільно фільтрацію розчину проводити в дві стадії: попередня фільтрація на фільтр, що затримує частинки з розмірами не менше 5 мкм, і мікрофільтрація на мембранному фільтрі з мембранами типу Trumem з розміром пор не більше 0.2 мкм. Використання попередньої фільтрації зменшує навантаження на мембранний фільтр і збільшує тривалість межрегенерационного циклу фільтрації.

Таким чином, основними технологічними стадіями процесу очищення РРВ на установці іоноселективного очищення є попередня фільтрація і підготовка вихідного розчину, озонування, фільтрація та селективна сорбція. Після озонування та фільтрації очищається розчин направляють на селективну сорбцію цезію на ферроціанідних сорбентах, в якості яких рекомендуються Термоксід-35 або НЖС. Сорбція проводиться на двох послідовно з'єднаних фільтрах-контейнерах (ФК). Кінцевими продуктами переробки є: очищений від радіонуклідів сольовий розчин; відпрацював сорбент у фільтрах-контейнерах (об'ємна активність в сотні разів вище, ніж у вихідного РРВ); шлам з фільтрів, що утворюється в результаті озонування (об'ємна активність знаходиться на рівні вихідних РРВ).

Спираючись на результати лабораторних випробувань і випробувань дослідних установок, розроблено проект промислової установки іоноселективного очищення РРВ АЕС, принципова технологічна схема якої наведена на малюнку 1.

Кубові залишки (КО) після відділення великих суспензій на попередньому фільтрі (на малюнку не показаний) направляються в одну з двох приймальних ємностей ПЕ, де проводиться коригування рН розчину до необхідного значення лугом з ємності реагентів ЕР, підігрів за допомогою пари до заданої температури і перемішування . Далі розчин насосом Н1 прямує через ежектор Е на озонування. Озонування проводиться в періодичному режимі по контуру: приймальна ємність - насос - ежектор - приймальня ємність. Ежектор забезпечує необхідну поверхню і інтенсивність масообміну озонування розчину подачею озону, одержуваного у вузлі генерування озону УДО. Озонування закінчується при досягненні об'ємної активності розчину по Со і Мn встановленої величини, яка визначається з аналізу проб.

Малюнок 1. Принципова технологічна схема УІСО ЕР - ємність реагентів; ПЕ - приймальня ємність; Е - ежектор; УДО - вузол генерації озону; УМФ - вузол мікрофільтрації; ЕШ - ємність шламу; ЕФ - ємність фільтрату; ФК - фільтр-контейнер; КЕ - контрольна ємність; Н1-Н4 - насоси; ЛО - лінія очищення

Проводиться зворотна коригування рН розчину азотної кислотою, що надходить в приймальну ємність з другої ємності реагентів ЕР, після чого розчин спрямовується на попередню і мікрофільтрацію у вузлі УМФ. Потім фільтрат КО надходить в ємності фільтрату ЕФ і далі насосом Н2 прокачується через лінію очищення ЛО - два послідовно з'єднаних фільтра-контейнера ФК (рис.4) з ферроціанідним сорбентом цезію - в одну з контрольних ємностей КЕ. Якщо об'ємна активність проби з ємності КЕ виявляється нижче встановленого рівня по Cs, то очищений від радіонуклідів кубовий залишок насосами направляють в ємність прийому очищеного розчину і далі на установку кристалізації. Якщо об'ємна активність розчину буде вище встановленого рівня по134,137Cs, то фільтрат насосом Н4 направляється в третій фільтр-контейнер на доочистку від цезію. Вибір будь-який з послідовностей пропускання кубового залишку через фільтри-контейнери і заповнення ємностей забезпечується запірною арматурою. Після вироблення ресурсу першого по ходу розчину фільтра-контейнера його відключають. Другий фільтр стає першим, третій - другим і т.д.

Малюнок 2. Конструктивна схема і фотографія фільтра-контейнера

Для очищення фільтрів вузла мікрофільтрації проводиться їх періодична промивка зі скиданням шламів в спеціальну ємність ЕШ. У міру накопичення певного обсягу неосветляемого шламу, він перекачується в установку цементування.

Очищений від радіонуклідів до рівнів нижче десяти рівнів втручання по воді відповідно до вимог Норм радіаційної безпеки - 99 кубовий залишок з об'ємною активністю менше 10 Бк / дм3может бути упарітся до сухих солей і похований на полігоні низькотоксичні відходів. Отработавший сорбент, розміщений безпосередньо в фільтрі-контейнері, після вичерпання ресурсу направляється на тимчасове зберігання. При необхідності сорбент може бути отверждаясь безпосередньо у фільтрі за допомогою високопронікающіх цементних розчинів, що дозволить отримати кондиційний продукт не тільки по вилуговування, але і по міцності на стиск. Проведені комплексні випробування пілотної установки іоноселективного очищення РРВ від радіонуклідів повністю підтвердили працездатність основних вузлів і установки в цілому, функціональність і результативність обраної технології, визначили можливість створення промислового зразка установки.

Винахід відноситься до технології очищення від радіонуклідів водних радіоактивних розчинів, зокрема рідких радіоактивних відходів (РРВ) ядерних енергетичних установок та інших технологічних розчинів, що мають високий сольовий фон і містять домішки у вигляді мінеральних масел і твердих суспензій.

При очищенні РРВ, що містять високі (більше 1 г / л) концентрації катіонів натрію, калію, кальцію та ін., А також домішки у вигляді мінеральних масел і твердих суспензій, виникає проблема ефективного вилучення радіонуклідів унаслідок відсутності універсального сорбенту, що дозволяє витягувати з розчину радіонукліди на тлі інших конкуруючих катіонів, а також у зв'язку з необхідністю проведення спеціальної стадії попередньої очистки РРВ від суспензій, нафтопродуктів і т.п.

Відомий спосіб очищення водних радіоактивних розчинів від радіонуклідів, зокрема РРВ, що містять радіонукліди цезію та стронцію (див. Патент РФ 2112289, МПК 6 G 21 F 9/04, В 01 J 20/02, С 02 F 9/00, 1998) , згідно з яким розчин РРВ подають на стадію предочистки, що включає блоки механічної очистки, ультрафільтраційний і мікрофільтраційних блок, потім пропускають через селективний неорганічний сорбент на основі фероціанідів перехідних металів міді, нікелю, кобальту і пористого неорганічного носія, після чого проводять обробку РРВ в Зворотньоосмотичні модулі в одну стадію при вмісті солей менше 1 г / л і в дві стадії при вмісті солей більше 1 г / л з поділом потоків на концентрат і пермеат, що піддається доочищенню шляхом пропускання через сорбент, вибраний з ряду: синтетичний цеоліт "А", іонообмінні смоли, шабазіт гексагональної структури, природний цеоліт моноклінній структури. Недоліками відомого способу є непридатність його для очищення РРВ з високим сольовим фоном, складність і многостадийность, використання цілого ряду селективних сорбентів, необхідність проведення спеціальної стадії попередньої очистки РРВ від суспензій і нафтопродуктів, а також зосередження радіонуклідів в рідкому концентраті, обсяг якого становить близько 25% від обсягу вихідного розчину РРВ і вимагає подальшої переробки. Відомий також спосіб очищення водних радіоактивних розчинів від радіонуклідів, зокрема води високого рівня активності (див. Патент РФ 2090944, МПК 6 G 21 F 9/12, 1997), що включає фільтрацію радіоактивного розчину при регулюванні рН через комбіновану гранульовану завантаження з неорганічних сорбентів, в якості яких використовують катіонообмінні фосфат цирконію та / або фосфат титану в водневої і сольовий формах, а об'ємне співвідношення водневої і сольовий форм катіонообменних сорбентів у комбінованій завантаженні становить 1: 2-2: 1, відділення сорбенту з поглиненими їм радіонуклідами від розчину і поховання сорбенту . Водневу і сольову форми сорбенту в комбінованій завантаженні розташовують шарами, при цьому перший по ходу води, що очищається шар містить сорбент у водневій формі, а другий шар містить сорбент в сольовий формі. Комбінована завантаження може складатися і з суміші сорбентів у водневій і сольовий формах. В якості сольовий форми використовують літієвий, натрієву або калієву форми. Для зменшення гідравлічного опору шару сорбентів використовують сферогранулірованний сорбент, одержуваний золь-гель методом. Очистку води за відомим способом ведуть в режимі рециркуляції, так як за одну стадію фільтрування необхідний ступінь очищення не може бути досягнута. Недоліками цього способу є непридатність його для очищення РРВ з високим (більше 1 г / л) сольовим фоном, необхідність проведення попередньої спеціальної очистки РРВ від суспензій і нафтопродуктів, тому що в противному випадку ці забруднення обволікають гранули сорбентів і перешкоджають дифузії радіонуклідів з очищаемого розчину РРВ в сорбент. До недоліків методу можна віднести використання двох типів сорбентів - у водневій і сольовий формах, а також те, що їх застосовують у гранульованому вигляді, що має обмежену поверхню контакту.

N = (lnСісх-lnСкон) / (lnKd + ln),

де СІСХ - гамма- або бета-активність радіонуклідів у вихідному розчині; Скон - допустима гамма- або бета-активність радіонуклідів в кінцевому розчині; - Масове відношення сорбенту і розчину на кожній стадії; d - коефіцієнт розподілу радіонуклідів по гамма- або бета-активності. Поставлена ??задача вирішується також тим, що очищенні піддають водні радіоактивні розчини з підвищеним вмістом мінеральних солей, що мають домішки мінеральних масел і тверді суспензії.

Рішення поставленої задачі досягається тим, що використовують сорбент складу

ТiO (ОН) 2-2х (НРO4) хnН2О,

де х = 0,3-1,0, з розміром часток менше 10 мкм.

На рішення поставленої задачі направлено також те, що час взаємодії розчину і сорбенту на кожній стадії становить не менше 15 хв.

Рішення поставленої задачі досягається тим, що величину рН розчину підтримують не менше 4 шляхом введення в розчин лужного компонента, переважно соди. Поставлена ??задача вирішується і тим, що взаємодія сорбенту і розчину здійснюють у противотоке, а поділ розчину і сорбенту проводять фільтрацією або центрифугуванням. На рішення поставленої задачі направлено те, що кінцевий розчин обробляють гелем гідроксиду титану. Суть винаходу полягає в тому, що проводять очищення водних радіоактивних розчинів з підвищеним вмістом мінеральних солей при значенні рН не менше 4 порошкоподібною аморфним фосфатом титану складу ТiO (ОН) 2-2х (НРO4) хnН2О, де х = 0,3-1,0 , з розміром часток менше 10 мкм. Сорбент являє собою гідрофосфат титанів TiO (HPO4) або його модифікації, в яких частина НРO4-груп замінена на ОН-групи, і володіє високою питомою поверхнею сорбції, що найбільш повно реалізує його здатність до ефективного захопленню радіонуклідів з розчину. Процес дезактивації ведуть в статичних умовах при перемішуванні розчину і сорбенту протягом часу, достатнього для забезпечення на кожній стадії очистки рівноважного стану між розчином і сорбентом (не менше 15 хв), з наступним відділенням сорбенту, що містить радіонукліди, відомими технічними прийомами, зокрема фільтрацією або центрифугуванням. Присутні у вихідному розчині механічні суспензії не можуть обволікати частинки сорбенту і відділяються від очищаемого розчину РРВ одночасно з сорбентом. При цьому з розчину видаляються і мінеральні масла. Для найбільш ефективного використання сорбенту проводять стадийную очистку РРВ від гамма-і бета-активності в режимі протитоку очищаемого розчину і сорбенту, де число стадій N встановлюють згідно співвідношенню:

N = (lnСісх-lnСкон) / (lnKd + ln). (1)

Обробка розчину фосфатом титану або його модифікаціями при рН менше 4 різко знижує ефективність сорбції, зменшує коефіцієнти розподілу радіонуклідів, так як + -іони складають конкуренцію при катіонному заміщенні в твердій фазі. Обробка в режимі протитечії при значеннях рН не менше 4 і числі стадій обробки, що визначається згідно співвідношенню (1), забезпечує найбільш повне захоплення радіонуклідів по гамма-і бета-активності в тверду фазу і виключає утворення розчинних твердих опадів. При очищенні РРВ з високим сольовим фоном відбувається заміщення катіонами металів протонів сорбенту і перехід останніх в розчин, що значною мірою знижує рН розчину. Тому в процесі сорбції виникає необхідність коригування величини рН. Коригування здійснюють введенням лужного компонента. Найбільш дешевим і зручним є використання соди, що не змінює, як правило, сольовий склад очищаемого розчину. Для очищення від фосфат-іонів дезактивованого розчину останній обробляють гелем гідроксиду титану. Перед похованням відпрацьованого сорбенту доцільна його термічна обробка, яка забезпечує жорстку фіксацію сорбованих катіонів, що не переходять в подальшому як в слабокислі, так і слабощелочние розчини, що створює гарантії надійного захоронення радіоактивних відходів після стеклования, бітуміровання або бетонування. У всіх прикладах число стадій визначають виходячи з необхідного ступеня очищення від радіонуклідів по гамма-і бета-активності, згідно співвідношенню N = (lnСісх-lnСкон) / (lnKd + ln), де Скон для гамма-активності прийнято рівним 80 Бк / л, а Скон для бета-активності прийнято рівним 35 Бк / л. При цьому в якості робочого числа стадій вибирають число стадій, що забезпечують необхідну ступінь очищення і по гамма- і по бета-активності, а кілька послідовних стадій об'єднують в цикл. У режимі протитоку (приклад 6) процес ведуть з використанням в наступному циклі сорбенту попереднього циклу.

Глава 2. Нова високоефективна технологія дезактивації радіоактивних сольових розчинів і стічних вод з витяганням цінних компонентів і їх поверненням в технологічний цикл

При цьому найкращі технологічні показники - як за ступенем дезактивації (> 99,9%), так і за ступенем концентрування радіонуклідів були отримані при обробці розчинів СОФ при 80 - 90 ° С розчином гідроксиду натрію (80 - 100 г / дм3) до рН = 11-5- 13 протягом 1 - 2 ч. Однак, у зв'язку з досить високою вихідною концентрацією радіонуклідів у розчинах від СОФ досягти необхідного ступеня їх дезактивації до встановлених норм (<6 Б к / кг) ні в одному з дослідів за одну стадію не вдалося. Докладне вивчення особливостей і закономірностей дезактивації розчинів-фільтратів після першої стадії дезактивації з Ауа = 200 - 800 кБк / кг і зіставлення ефективності різних методів дало можливість запропонувати нову - раціональну та викоеффектівную технологію спільної дезактивації сольових розчинів від СОФ і ЦОВ. При розробці цієї технології і виборі умов другій стадії дезактивації розчинів СОФ керувалися такими вихідними даними [2].

Вихідна питома активність розчинів СОФ приблизно дорівнює 100 250 кБк / кг. Після першої стадії дезактивації розчинів СОФ. їх нейтралізації розчином NaOH до рН = 11,5 ^ 12,5 Awфільтратов зазвичай становить 300 - 500 Бк / кг, що досить близько до вихідної питомої активності ЦОВ.

Як було показано раніше, ЦОВ мають питому активність Awдо 1000 Бк / кг і містять переважно у формі хлоридів залізо, алюміній, торій, рідкоземельні елементи (РЗЕ) і оксихлориди Nb, Та й Ti [3]. Іони цих металів при обробці ЦОВ розчином NaOH утворюють опади оксигидрати металів, які є досить ефективними колекторами для радіонуклідів ряду Th-232 і U-238 [4].

При переробці 9000 - 12000 т лопарітовим концентратів щорічно утворюється 1500 м3растворов від "гідророзмиву" СОФ і 30000 м3ЦОВ (рН = 1,5 + 5,0) [2]. Інакше кажучи, співвідношення розчинів СОФ і ЦОВ становить 1:20, а фільтратів після першої стадії дезактивації (нейтралізації) розчинів СОФ і ЦОВ - "1:10.

Це означає, що при змішуванні, точніше - при об'єднанні ЦОВ (4д = 500 ± 250 Бк / кг) і фільтратів після першої стадії дезактивації розчинів СОФ питома активність об'єк-єднання розчинів буде змінюватися (збільшиться чи зменшиться) в порівнянні з ад ЦОВ незначно. Кількісно зміни питомої активності ДЛУДбудут знаходитися в межах звичайних коливань значень питомої активності ЦОВ, що надходять у відділення дезактивації і нейтралізації.

Дослідження показують, що при питомих активностях ЦОВ (200 - 800 Бк / кг) і фільтратів після першої стадії дезактивації розчинів СОФ (300 - 500 Бк / кг) питома активність об'єднаних розчинів може скласти 220 - 770 Бк / кг, що мало відрізняється від питомої активності вихідних ЦОВ.

У зв'язку з цим об'єднання фільтратів після першої стадії дезактивації розчинів СОФ з вихідними ЦОВ не повинно впливати негативно на ефективність дезактивації шляхом обробки розчинами NaOH до рН = 11 -н 13.

Величина рН фільтратів після нейтралізації розчинів СОФ розчином NaOH становить 11,5 - 12,5, тому при змішуванні (об'єднанні) цих фільтратів з ЦОВ (рН = 1,5 5,0) слід очікувати підвищення величини рН об'єднаного розчину і, як наслідок, скорочення загальної витрати гідроксиду натрію на дезактивацію, тобто нейтралізацію до рН = 11 + 12.

Сукупність перерахованих вище передумов послужила основою для створення нової вдосконаленої технології, що забезпечує спільну переробку і дезактивацію розчинів СОФ і ЦОВ (див. Малюнок). Для розробленої технологічної схеми були проведені дослідження по уточненню режимів і параметрів процесу і визначення ефективності дезактивації при різних співвідношеннях ЦОВ і фільтратів від першої стадії переробки розчинів СОФ.

При проведенні дослідів були використані відібрані протягом 5 діб і усереднені зразки цехових обмивальних вод (ад = 730 Бк / кг, рН = 1,5) розчинів від "гідророзмиву" розплаву СОФ з ад = 130 кБк / кг і рН = 1,4 . Дезактивацію раство-рів СОФ на першій стадії вели шляхом обробки вихідного розчину / пульпи СОФ при безперервному перемішуванні розчином (120 г / дм3) гідроксиду натрію до рН = 12,0 + 0,2. Образующуюся оксігідратную пульпу нагрівали до температури 85 ± 5 ° С, витримували, безперервно перемішуючи протягом 30 хв, і фільтрували. Витрата NaOH склав 1,2 дм3 / дм3, маса висушеного радіоактивного осаду - 0,2 кг / дм3, ступінь дезактивації - 99,6%, а залишкова питома активність фільтрату - 560 Бк / кг. Фільтрат для остаточної дезактивації змішували з ЦОВ у таких співвідношеннях: 1:15, 1:20, 1:25.

Отримані об'єднані розчини після вимірювання величини рН і пекло обробляли при перемішуванні розчином NaOH (120 г / дм3) до рН = 12,0 ± 0,2 і оксігідратную пульпу нагрівали до температури 85 ± 5 ° С, витримували при перемішуванні 30 хв і фільтрували. Радіоактивний осад відокремлювали від дезактивованого розчину, висушували і зважували (див. Таблицю).

Проведені дослідження повністю підтвердили правильність обраної концепції спільної переробки та дезактивації цехових обмивальних вод і сольових розчинів, що утворюються при зливі відпрацьованого-таємних розплавів СОФ в воду. Отримані дані в сукупності з раніше виконаним аналізом системи освіти рідких і твердих РАВ [2] і результатами дослідно-промислових випробувань вдосконаленій технології дезактивації цехових обмивальних вод [3] дозволяють зробити наступні висновки:

- Розроблена технологія забезпечує дезактивацію до встановлених норм, як розчинів СОФ, так і цехових обмивальних вод;

- Маса вторинних РАВ, що підлягають захороненню в ХСО, тобто маса оксігідратних опадів (оксигидрати Fe, Al, Nb, Та, Ti, РЗЕ, Th), отриманих на першій стадії дезактивації розчинів СОФ за пропонованою технологією, в 2 - 3 рази менше, ніж за існуючою технологією, заснованої на обробці розчинів СОФ ВаС12, H2S04і вапняним молоком;

- Маса оксігідратних опадів від спільної дезактивації цехових обмивальних вод і фільтратів після першої стадії дезактивації розчинів СОФ практично збігається з масою опадів, одержуваних від нейтралізації і дезактивації тільки цехових обмивальних вод. Отримані в результаті такої спільної дезактивації оксігідратние опади після сушіння (100 ± 5 "С, 2 ч) мали наступний склад,% за масою: 1,2 Та205; 11,1 Nb205; 28,3 ТЮ2; 17,7 сума оксидів РЗЕ, 18,7 Fe203; 5,8 А120 ,; 2,2 Th02; 2,3 Si02, що практично збігається з результатами, отриманими в ході проведення дослідно-промислових випробувань вдосконаленій технології знешкодження, нейтралізації та дезактивації цехових обмивальних вод [3]. За змістом цінних компонентів (Nb, Та, Ti, РЗЕ) ці опади близькі до складу лопарітовим концентратів, а питома активність цих опадів (50 - 100 кБк / кг) нижче, ніж питома активність вихідного лопарітовим концентрату (220 кБк / кг). Тому ці опади доцільно повертати в технологічний процес, а не вивозити в ХСО, тобто їх необхідно направляти вотделеніе хлорування для подальшої сушки, прокалки та приготування шихти спільно з лопарітовим концентратом для хлорування і до-витягання з'єднань Nb, Та, Ti і РЗЕ;

- Загальне скорочення маси вторинних технологічних РАВ, що підлягають захороненню в ХСО, в порівнянні з діючою технологією становить 8-12 разів, у тому числі за рахунок утилізації осадів від дезактивації ЦОВ, що містять Nb, Та, Ti і РЗЕ на переділі хлорування лопарітовим концентратів, - в 4 рази, і зменшення маси оксігідратних опадів, що утворюються при дезактивації розчинів СОФ, - в 2 - 3 рази. При цьому слід зазначити, що щільність одержуваних відповідно до розробленої технологією оксігідратних опадів в 1,2 - 1,4 рази вище, ніж щільність опадів, отриманих за існуючою технологією. Звідси випливає, що скорочення обсягу вторинних РАВ, які направляються в ХСО, буде більш значним.

Отримані результати покладені в основу розробки схеми раціональної технології спільної переробки та дезактивації цехових обмивальних вод і сольових розчинів від "гідророзмиву" розплаву СОФ. Для практичної реалізації цієї технологічної схеми підготовлено технічне завдання на проектування, відповідно до якого був виконаний робочий проект та здійснено реконструкцію відділення нейтралізації і дезактивації.

Література

1. Кудрявський Ю.П., Чорний С.А., Рахімова OB, Ряпосов Ю.А., Жуланів Н.К. Дезактивація сольових розчинів редкометального виробництва, що містить природні радіонукліди // Екологія і промисловість Росії. 2008. Август.

2. Кудрявський Ю.П., Рахімова О.В., Чорний С.А., Дернів А.Ю. Аналіз системи освіти рідких і твердих радіоактивних відходів при переробці концентратів рідкісних металів // Изв. Академії промислової екології. 2006. № 4.

3. Кудрявський Ю.П., Ряпосов Ю.А., Дернів А.Ю. Розробка та дослідно-промислові випробування технології дезактивації цехових обмивальних вод хлорного переробки лопарітовим концентратів // Кольорова металургія

4. Кудрявський Ю.П., Чорний С.А., Рахімова О.В. Вплив вдосконаленій технології переробки відходів процесу хлорування лопаріта на економічні показники редкометального виробництва // Сучасні наукомісткі технології. 2005. № 9.

5. Кудрявський Ю.П., Чорний С.А., Рахімова О.В. Аналіз економічної ефективності технології знешкодження та дезактивації стічних вод редкометального виробництва // Фундаментальні дослідження. 2005

6. Кудрявський Ю.П., Чорний С.А., Рахімова О.В. Еколого-економічний аналіз нової технології дезактивації радіоактивних стічних вод від природних радіонуклідів // Изв. Академії промислової екології

7. Кудрявський Ю.П., Чорний С.А., Рахімова О.В. Екологічні, технологічні та економічні аспекти комплексної переробки та дезактивації торійвмісних радіоактивних відходів редкометального виробництва // Сучасні наукомісткі технології. 2005. № 11.

Авіація і космонавтика
Автоматизація та управління
Архітектура
Астрологія
Астрономія
Банківська справа
Безпека життєдіяльності
Біографії
Біологія
Біологія і хімія
Біржова справа
Ботаніка та сільське господарство
Валютні відносини
Ветеринарія
Військова кафедра
Географія
Геодезія
Геологія
Діловодство
Гроші та кредит
Природознавство
Журналістика
Зарубіжна література
Зоологія
Видавнича справа та поліграфія
Інвестиції
Інформатика
Історія
Історія техніки
Комунікації і зв'язок
Косметологія
Короткий зміст творів
Криміналістика
Кримінологія
Криптологія
Кулінарія
Культура і мистецтво
Культурологія
Логіка
Логістика
Маркетинг
Математика
Медицина, здоров'я
Медичні науки
Менеджмент
Металургія
Музика
Наука і техніка
Нарисна геометрія
Фільми онлайн
Педагогіка
Підприємництво
Промисловість, виробництво
Психологія
Психологія, педагогіка
Радіоелектроніка
Реклама
Релігія і міфологія
Риторика
Різне
Сексологія
Соціологія
Статистика
Страхування
Будівельні науки
Будівництво
Схемотехніка
Теорія організації
Теплотехніка
Технологія
Товарознавство
Транспорт
Туризм
Управління
Керуючі науки
Фізика
Фізкультура і спорт
Філософія
Фінансові науки
Фінанси
Фотографія
Хімія
Цифрові пристрої
Екологія
Економіка
Економіко-математичне моделювання
Економічна географія
Економічна теорія
Етика

8ref.com

© 8ref.com - українські реферати


енциклопедія  бефстроганов  рагу  оселедець  солянка