Введение
очисткарадиоактивный отход атомный
Одной изосновных проблем, определяющих существование и дальнейшее развитие атомной энергетики,является решение задачи сбора и кондиционирования радиоактивных отходов.
Для ряда АЭС, например,Кольской атомной станции, решение проблемы кондиционирования жидкихрадиоактивных отходов дает возможность продлить срок эксплуатации энергоблоков,что особенно важно для всего Северо-Западного региона страны. Таким образом,задача надежной локализации радиоактивных отходов перерастает из частнойэкологической и экономической задачи отдельной станции в экономическую,экологическую и социальную задачу региона.
Глава 1. Методионоселективной очистки жидких радиоактивных отходов атомных станций
Жидкиерадиоактивные отходы (ЖРО) АЭС в виде кубовых остатков представляют собойсолевые растворы высокой концентрации, загрязненные продуктами деления,радионуклидами коррозионного происхождения, различными веществами,используемыми для поддержания водно-химического режима и дезактивацииоборудования. Традиционными методами переработки кубовых остатков являютсяглубокое упаривание, цементирование и битумирование. Эти методы позволяютперевести ЖРО в инертную форму, пригодную для захоронения, но не даютзначительного сокращения объема конечного радиоактивного продукта.
Коэффициентысокращения объема при использовании различных методов кондиционирования имеютпорядок: для цементирования – 0,9…1,3; битумирования –1,5…2.5; глубокогоупаривания – 2…3; остекловывания – 3…4; селективной сорбции – 70…90.Существенно более высокие возможности селективной сорбции в сокращении объемовконечного радиоактивного продукта определяют её преимущества по сравнению сдругими методами переработки кубовых остатков, позволяя сконцентрироватьрадионуклиды ЖРО в небольшом объеме сорбента. Известно использование методаселективной сорбции, но без очистки растворов от радионуклидов переходныхметаллов, для переработки кубовых остатков на АЭС Ловиза (Финляндия).Радиоактивные вещества в растворах кубовых остатков находятся в виде простых икомплексных ионов, нейтральных молекул и коллоидных частиц. Основнымирадионуклидами в кубовых остатках являются 134, 137 Cs, 60Co,54Mn. Для изотопов цезия характерна ионная форма нахождения.Радионуклиды кобальта и марганца в кубовых остатках находятся в формекомплексов с соединениями, которые широко используются для дезактивацииоборудования. На АЭС наиболее часто такими веществами являютсяэтилендиаминацетат натрия (ЭДТА) и щавелевая кислота. Нахождение кобальта имарганца в комплексной, а потому в несорбируемой форме, определяетнеобходимость разрушения комплексов для решения проблемы выделения этих радионуклидовиз растворов. Кроме того, необходимость разрушения органики, присутствующей вкубовом остатке, определяется её отравляющим воздействием на ферроцианидныесорбенты цезия, снижающим ресурс последних. Кубовые остатки АЭС имеютводородный показатель — рН от 8 до 13, т.е. являются щелочной средой. В такихсредах для разрушения комплексных соединений радионуклидов наиболее пригоднымиспособами являются перманганатное окисление, озонирование и электрохимическоеокисление. Все эти способы обладают высоким окислительным потенциалом вщелочной среде.
Однако, приэлектрохимическом окислении кубовых остатков неизбежно происходит выделениеводорода, кроме того недостаточен ресурс работы электродов, существует проблемаочистки электродов от отложений; главными недостатками перманганатногоокисления являются образование значительного количества осадка диоксидамарганца и недостаточная эффективность очистки по 60Со.
Выбор методаозонирования для деструктивного окисления растворов, содержащих комплексоны,обусловлен следующими его преимуществами: – озонирование разрушает с достаточновысокой скоростью практически любые органические соединения, в том числе икомплексообразующие; – образующиеся при окислении комплексонов продуктыдеструкции не ухудшают параметры дальнейших процессов, поэтому озонированиеможет использоваться практически на любой стадии технологической схемы очисткирастворов без ухудшения общих ее показателей;
–образующиеся в процессе самораспада озона и его взаимодействия с молекуламиводы продукты радикального характера имеют потенциал окисления выше, чем уисходной молекулы озона, что обуславливает высокую эффективность использованияозона в технологических процессах; – степень токсичности продуктов,образующихся при окислении комплексонов озоном, значительно ниже исходныхсоединений;
–озонирование является практически безотходным способом очистки, поскольку озонсинтезируют из кислорода воздуха и продуктом его распада также являетсякислород, т.е. в ходе процесса очистки не происходит образования вторичныхзагрязнений растворов;
– озонявляется одним из немногих окислителей, участвующих в природных химических ибиохимических процессах, следствием чего является его совместимость (доопределенных пределов) с окружающей средой;
– получениеозона непосредственно в ходе процесса обработки растворов устраняетнеобходимость в получении и хранении больших количеств реагентов на обработкураствора, а также обеспечивает быстрое устранение аварийной ситуации, связаннойс попаданием озона во внешнюю среду, простым отключением генератора озона;
– процессыозонирования используют в промышленности достаточно широко для водоподготовки иобработки сточных вод. В настоящее время промышленностью налажен серийныйвыпуск оборудования производительностью от 1 г до 15 кг озона в час.
В процессеозонирования кубовых остатков одновременно происходит несколькофизико-химических превращений. Имеет место разрушение комплексов и органическихвеществ, «отравляющих» сорбенты. В результате разрушения комплексов 60Сои 54Mn переходят в сорбируемую форму. В тоже время, происходитобразование твердой фазы гидрооксидов и оксидов переходных металлов (Fe, Ni, Crи др.), присутствующих в исходном кубовом остатке. На гидроксидах и оксидахпроисходит соосаждение радионуклидов кобальта и марганца за счет адсорбционныхпроцессов. Полнота окисления комплексов в значительной степени определяетстепень извлечения радионуклидов 60Со и 54Mn.
На степеньизвлечения 60Со и 54Mn при соосаждении на гидроксидахвлияет рН раствора. При высоких рН возрастает растворимость гидроксидов, и,следовательно, снижается полнота выделения 60Со и 54Mn.При рН больше 12 коэффициент распределения 60Со и 54Mnначинает снижаться. С другой стороны, определено, что при значениях рН растворабольше 12 начинается разрушение ферроцианидных сорбентов, используемых дляселективной сорбции радионуклидов цезия. Поэтому после завершения процессаозонирования необходимо провести корректировку рН раствора до значений меньше12. Однако при рН раствора меньше 11 проявляется резкое снижение растворимостиборатов, присутствующих в растворах. Таким образом, с учетом всех факторов:снижения растворимости гидроксидов и повышения коэффициента распределениякобальта и марганца, отсутствия выпадения боратов из кубового остатка исохранения высокой эффективности ферроцианидных сорбентов к радионуклидамцезия, корректировка рН раствора после завершения озонирования должнапроводиться до значения, равного 11.
Количествообразующегося при озонировании осадка зависит от состава кубового остатка исоставляет от 1 до 4 г на литр исходного раствора, то есть не превышает одногопроцента. Проведенный гранулометрический анализ показал, что в состав осадка отозонирования входят частицы с размерами от 0,1 до 30 мкм. Для выведения такогоосадка целесообразно фильтрацию раствора проводить в две стадии:предварительная фильтрация на фильтре, задерживающем частицы с размерами неменее 5 мкм, и микрофильтрация на мембранном фильтре с мембранами типа Trumem сразмером пор не более 0.2 мкм. Использование предварительной фильтрацииуменьшает нагрузку на мембранный фильтр и увеличивает длительностьмежрегенерационного цикла фильтрации.
Такимобразом, основными технологическими стадиями процесса очистки ЖРО на установкеионоселективной очистки являются предварительная фильтрация и подготовкаисходного раствора, озонирование, фильтрация и селективная сорбция. Послеозонирования и фильтрации очищаемый раствор направляют на селективную сорбцию цезияна ферроцианидных сорбентах, в качестве которых рекомендуются Термоксид-35 илиНЖС. Сорбция проводится на двух последовательно соединенныхфильтрах-контейнерах (ФК). Конечными продуктами переработки являются: очищенныйот радионуклидов солевой раствор; отработавший сорбент в фильтрах-контейнерах(объёмная активность в сотни раз выше, чем у исходного ЖРО); шлам с фильтров,образующийся в результате озонирования (объемная активность находится на уровнеисходных ЖРО).
Опираясь нарезультаты лабораторных испытаний и испытаний опытных установок, разработанпроект промышленной установки ионоселективной очистки ЖРО АЭС, принципиальнаятехнологическая схема которой приведена на рисунке 1.
Кубовыеостатки (КО) после отделения крупных взвесей на предварительном фильтре (нарисунке не показан) направляются в одну из двух приемных емкостей ПЕ, гдепроизводится корректировка рН раствора до необходимого значения щелочью иземкости реагентов ЕР, подогрев с помощью пара до заданной температуры иперемешивание. Далее раствор насосом Н1 направляется через эжектор Э наозонирование. Озонирование проводится в периодическом режиме по контуру:приемная емкость – насос – эжектор – приемная емкость. Эжектор обеспечиваетнеобходимую поверхность и интенсивность массообмена озонирования раствораподачей озона, получаемого в узле генерирования озона УГО. Озонированиезаканчивается при достижении объемной активности раствора по Со и Мnустановленной величины, определяемой по анализу проб.
/>
Рисунок 1.Принципиальная технологическая схема УИСО ЕР – емкость реагентов; ПЕ – приемная емкость; Э – эжектор;УГО – узел генерации озона; УМФ – узел микрофильтрации; ЕШ – емкость шлама; ЕФ– емкость фильтрата; ФК – фильтр-контейнер; КЕ – контрольная емкость; Н1-Н4 –насосы; ЛО – линия очистки
Проводитсяобратная корректировка рН раствора азотной кислотой, поступающей в приемнуюемкость из второй емкости реагентов ЕР, после чего раствор направляется напредварительную и микрофильтрацию в узле УМФ. Затем фильтрат КО поступает вемкости фильтрата ЕФ и далее насосом Н2 прокачивается через линию очистки ЛО –два последовательно соединенных фильтра-контейнера ФК (рис.4) с ферроцианиднымсорбентом цезия — в одну из контрольных емкостей КЕ. Если объемная активностьпробы из емкости КЕ оказывается ниже установленного уровня по Cs, то очищенныйот радионуклидов кубовый остаток насосами направляют в емкость приемаочищенного раствора и далее на установку кристаллизации. Если объемная активностьраствора будет выше установленного уровня по 134,137Cs, то фильтратнасосом Н4 направляется в третий фильтр-контейнер на доочистку от цезия. Выборлюбой из последовательностей пропускания кубового остатка черезфильтры-контейнеры и заполнения емкостей обеспечивается запорной арматурой.После выработки ресурса первого по ходу раствора фильтра-контейнера егоотключают. Второй фильтр становится первым, третий – вторым и т.д.
/>
Рисунок 2.Конструктивная схема и фотография фильтра-контейнера
Для очисткифильтров узла микрофильтрации проводится их периодическая промывка со сбросомшламов в специальную емкость ЕШ. По мере накопления определенного объеманеосветляемого шлама, он перекачивается в установку цементирования.
Очищенный отрадионуклидов до уровней ниже десяти уровней вмешательства по воде всоответствии с требованиями Норм радиационной безопасности – 99 кубовый остатокс объемной активностью менее 10 Бк/дм3 может быть упарен до сухих солейи захоронен на полигоне низкотоксичных отходов. Отработавший сорбент,размещенный непосредственно в фильтре-контейнере, после исчерпания ресурсанаправляется на временное хранение. При необходимости сорбент может бытьотвержден непосредственно в фильтре с помощью высокопроникающих цементныхрастворов, что позволит получить кондиционный продукт не только повыщелачиванию, но и по прочности на сжатие. Проведенные комплексные испытанияПилотной установки ионоселективной очистки ЖРО от радионуклидов полностьюподтвердили работоспособность основных узлов и установки в целом,функциональность и результативность выбранной технологии, определиливозможность создания промышленного образца установки.
Изобретениеотносится к технологии очистки от радионуклидов водных радиоактивных растворов,в частности жидких радиоактивных отходов (ЖРО) ядерных энергетических установоки других технологических растворов, имеющих высокий солевой фон и содержащихпримеси в виде минеральных масел и твердых взвесей.
Приочистке ЖРО, содержащих высокие (более 1 г/л) концентрации катионов натрия,калия, кальция и др., а также примеси в виде минеральных масел и твердыхвзвесей, возникает проблема эффективного извлечения радионуклидов по причинеотсутствия универсального сорбента, позволяющего извлекать из растворарадионуклиды на фоне других конкурирующих катионов, а также в связи снеобходимостью проведения специальной стадии предочистки ЖРО от взвесей,нефтепродуктов и т.п.
Известенспособ очистки водных радиоактивных растворов от радионуклидов, в частностиЖРО, содержащих радионуклиды цезия и стронция (см. патент РФ 2112289, МПК 6 G 21 F 9/04, В 01 J 20/02, С 02 F 9/00, 1998), согласно которому раствор ЖРО подают на стадиюпредочистки, включающую блоки механической очистки, ультрафильтрационный имикрофильтрационный блок, затем пропускают через селективный неорганическийсорбент на основе ферроцианидов переходных металлов меди, никеля, кобальта ипористого неорганического носителя, после чего проводят обработку ЖРО вобратноосмотическом модуле в одну стадию при содержании солей менее 1 г/л и вдве стадии при содержании солей более 1 г/л с разделением потоков на концентрати пермеат, подвергаемый доочистке путем пропускания через сорбент, выбранный изряда: синтетический цеолит «А», ионообменные смолы, шабазитгексагональной структуры, природный цеолит моноклинной структуры. Недостаткамиизвестного способа являются непригодность его для очистки ЖРО с высоким солевымфоном, сложность и многостадийность, использование целого ряда селективныхсорбентов, необходимость проведения специальной стадии предочистки ЖРО отвзвесей и нефтепродуктов, а также сосредоточение радионуклидов в жидкомконцентрате, объем которого составляет около 25% от объема исходного раствораЖРО и требует дальнейшей переработки. Известен также способ очистки водныхрадиоактивных растворов от радионуклидов, в частности воды высокого уровняактивности (см. патент РФ 2090944, МПК 6 G 21 F 9/12, 1997), включающий фильтрацию радиоактивного раствора при регулировании рН через комбинированнуюгранулированную загрузку из неорганических сорбентов, в качестве которыхиспользуют катионообменные фосфат циркония и/или фосфат титана в водородной исолевой формах, а объемное соотношение водородной и солевой формкатионообменных сорбентов в комбинированной загрузке составляет 1: 2-2: 1,отделение сорбента с поглощенными им радионуклидами от раствора и захоронениесорбента. Водородную и солевую формы сорбента в комбинированной загрузкерасполагают слоями, при этом первый по ходу очищаемой воды слой содержитсорбент в водородной форме, а второй слой содержит сорбент в солевой форме.Комбинированная загрузка может состоять и из смеси сорбентов в водородной исолевой формах. В качестве солевой формы используют литиевую, натриевую иликалиевую формы. Для уменьшения гидравлического сопротивления слоя сорбентовиспользуют сферогранулированный сорбент, получаемый золь-гель методом. Очисткуводы по известному способу ведут в режиме рециркуляции, так как за одну стадиюфильтрования требуемая степень очистки не может быть достигнута. Недостаткамиэтого способа являются непригодность его для очистки ЖРО с высоким (более 1 г/л)солевым фоном, необходимость проведения предварительной специальной очистки ЖРОот взвесей и нефтепродуктов, так как в противном случае эти загрязненияобволакивают гранулы сорбентов и препятствуют диффузии радионуклидов изочищаемого раствора ЖРО в сорбент. К недостаткам способа можно отнестииспользование двух типов сорбентов — в водородной и солевой формах, а также то,что их применяют в гранулированном виде, имеющем ограниченную поверхностьконтакта. Использование сорбентов в гранулированном виде, кроме того, снижаетполноту их использования и требует увеличения времени контакта сорбента ираствора ЖРО, поскольку диффузия радионуклидов внутрь гранулы сорбента, имеющейотносительно большие размеры, затруднена. Настоящее изобретение направлено нарешение задачи высокоэффективной очистки от радионуклидов ЖРО с высоким солевымфоном, содержащих дополнительно примеси в виде минеральных масел и твердыхвзвесей. Поставленная задача решается тем, что в способе очистки водныхрадиоактивных растворов от радионуклидов, включающем взаимодействие сорбента ввиде фосфата титана в водородной форме с исходным радиоактивным раствором прирегулировании рН раствора, отделение сорбента с поглощенными им радионуклидамиот раствора и последующее захоронение насыщенного радионуклидами сорбента,согласно изобретению фосфат титана используют в порошкообразном состоянии,взаимодействие раствора и сорбента осуществляют стадийно в течение времени,достаточного для обеспечения на каждой стадии очистки равновесного состояниямежду раствором и сорбентом, при этом взаимодействие раствора и сорбента ведутпри перемешивании, а число стадий N устанавливают исходя из требуемой степениочистки от радионуклидов по гамма- и бета-активности, согласно соотношению:
N=(lnСисх-lnСкон)/(lnKd+ln),
гдеСисх — гамма- или бета-активность радионуклидов в исходном растворе; Скон — допустимая гамма- или бета-активность радионуклидов в конечном растворе; — массовое отношение сорбента и раствора на каждой стадии; d — коэффициентраспределения радионуклидов по гамма- или бета-активности. Поставленная задачарешается также тем, что очистке подвергают водные радиоактивные растворы сповышенным содержанием минеральных солей, имеющие примеси минеральных масел итвердые взвеси.
Решениепоставленной задачи достигается тем, что используют сорбент состава
ТiO(ОН)2-2х(НРO4)хnН2О,
гдех=0,3-1,0, с крупностью частиц менее 10 мкм.
Нарешение поставленной задачи направлено также то, что время взаимодействияраствора и сорбента на каждой стадии составляет не менее 15 мин.
Решениепоставленной задачи достигается тем, что величину рН раствора поддерживают неменее 4 путем введения в раствор щелочного компонента, преимущественно соды. Поставленнаязадача решается и тем, что взаимодействие сорбента и раствора осуществляют в противотоке,а разделение раствора и сорбента проводят фильтрацией или центрифугированием. Нарешение поставленной задачи направлено то, что конечный раствор обрабатываютгелем гидроксида титана. Сущность изобретения заключается в том, что проводяточистку водных радиоактивных растворов с повышенным содержанием минеральныхсолей при значении рН не менее 4 порошкообразным аморфным фосфатом титанасостава ТiO(ОН)2-2х(НРO4)хnН2О, где х= 0,3-1,0, с крупностью частиц менее 10мкм. Сорбент представляет собой гидрофосфат титанила TiO(HPO4) или егомодификации, в которых часть НРO4-групп заменена на ОН-группы, и обладаетвысокой удельной поверхностью сорбции, что наиболее полно реализует егоспособность к эффективному захвату радионуклидов из раствора. Процесс дезактивацииведут в статических условиях при перемешивании раствора и сорбента в течениевремени, достаточного для обеспечения на каждой стадии очистки равновесногосостояния между раствором и сорбентом (не менее 15 мин), с последующимотделением сорбента, содержащего радионуклиды, известными техническимиприемами, в частности фильтрацией или центрифугированием. Присутствующие висходном растворе механические взвеси не могут обволакивать частицы сорбента иотделяются от очищаемого раствора ЖРО одновременно с сорбентом. При этом израствора удаляются и минеральные масла. Для наиболее эффективного использованиясорбента проводят стадийную очистку ЖРО от гамма- и бета-активности в режимепротивотока очищаемого раствора и сорбента, где число стадий N устанавливают согласносоотношению:
N=(lnСисх-lnСкон)/(lnKd+ln). (1)
Обработкараствора фосфатом титана или его модификациями при рН менее 4 резко снижаетэффективность сорбции, уменьшает коэффициенты распределения радионуклидов, таккак +-ионы составляют конкуренцию при катионном замещении в твердой фазе.Обработка в режиме противотока при значениях рН не менее 4 и числе стадийобработки, определяемом согласно соотношению (1), обеспечивает наиболее полныйзахват радионуклидов по гамма- и бета-активности в твердую фазу и исключаетобразование растворимых твердых осадков. При очистке ЖРО с высоким солевымфоном происходит замещение катионами металлов протонов сорбента и переходпоследних в раствор, что в значительной степени снижает рН раствора. Поэтому впроцессе сорбции возникает необходимость корректирования величины рН.Корректирование осуществляют введением щелочного компонента. Наиболее дешевым иудобным является использование соды, не меняющей, как правило, солевой составочищаемого раствора. Для очистки от фосфат-ионов дезактивированного растворапоследний обрабатывают гелем гидроксида титана. Перед захоронениемотработанного сорбента целесообразна его термическая обработка, котораяобеспечивает жесткую фиксацию сорбированных катионов, не переходящих вдальнейшем как в слабокислые, так и слабощелочные растворы, что создаетгарантии надежного захоронения радиоактивных отходов после стеклования,битумирования или бетонирования. Во всех примерах число стадий определяютисходя из требуемой степени очистки от радионуклидов по гамма- ибета-активности, согласно соотношению N= (lnСисх-lnСкон)/(lnKd+ln), где Скондля гамма-активности принято равным 80 Бк/л, а Скон для бета-активности приняторавным 35 Бк/л. При этом в качестве рабочего числа стадий выбирают числостадий, обеспечивающих требуемую степень очистки и по гамма- и побета-активности, а несколько последовательных стадий объединяют в цикл. Врежиме противотока (пример 6) процесс ведут с использованием в последующемцикле сорбента предыдущего цикла.
Глава2. Новая высокоэффективная технология дезактивации радиоактивных солевыхрастворов и сточных вод с извлечением ценных компонентов и их возвратом втехнологический цикл
Приэтом наилучшие технологические показатели — как по степени дезактивации (>99,9 %), так и по степени концентрирования радионуклидов были получены приобработке растворов СОФ при 80 — 90 °С раствором гидроксида натрия (80 — 100г/дм3) до рН =11-5- 13 в течение 1 — 2 ч. Однако, в связи с довольновысокой исходной концентрацией радионуклидов в растворах от СОФ достичь требуемойстепени их дезактивации до установленных норм (
Исходнаяудельная активность растворов СОФ примерно равна 100 250 кБк/кг. После первойстадии дезактивации растворов СОФ. их нейтрализации раствором NaOH до рН = 11,5 ^ 12,5 Awфильтратов обычно составляет 300 —500 Бк/кг, что весьма близко к исходной удельной активности ЦОВ.
Какбыло показано ранее, ЦОВ имеют удельную активность Aw до 1000 Бк/кг и содержат преимущественно в форме хлоридовжелезо, алюминий, торий, редкоземельные элементы (РЗЭ) и оксихлориды Nb, Та и Ti [3]. Ионы этих металлов при обработке ЦОВ раствором NaOH образуют осадки оксигидратовметаллов, являющихся весьма эффективными коллекторами для радионуклидов ряда Th-232 и U-238 [4].
Припереработке 9000 — 12000 т лопаритовых концентратов ежегодно образуется 1500 м3растворов от «гидроразмыва» СОФ и 30000 м3 ЦОВ (рН = 1,5 + 5,0) [2]. Иначе говоря, соотношение растворов СОФ и ЦОВсоставляет 1:20, а фильтратов после первой стадии дезактивации (нейтрализации)растворов СОФ и ЦОВ — " 1:10.
Этоозначает, что при смешивании, точнее — при объединении ЦОВ (4д = 500±250 Бк/кг)и фильтратов после первой стадии дезактивации растворов СОФ удельная активностьобъ-единенных растворов будет изменяться (увеличится или уменьшится) посравнению с ад ЦОВ незначительно.Количественно изменения удельной активности ДЛУД будут находиться впределах обычных колебаний значений удельной активности ЦОВ, поступающих вотделение дезактивации и нейтрализации.
Исследованияпоказывают, что при удельных активностях ЦОВ (200 — 800 Бк/кг) и фильтратовпосле первой стадии дезактивации растворов СОФ (300 — 500 Бк/кг) удельнаяактивность объединенных растворов может составить 220 — 770 Бк/кг, что малоотличается от удельной активности исходных ЦОВ.
Всвязи с этим объединение фильтратов после первой стадии дезактивации растворовСОФ с исходными ЦОВ не должно оказывать отрицательного влияния на эффективностьдезактивации путем обработки растворами NaOH до рН = 11 -н 13.
ВеличинарН фильтратов после нейтрализации растворов СОФ раствором NaOH составляет 11,5 — 12,5, поэтому присмешении (объединении) этих фильтратов с ЦОВ (рН = 1,5 5,0) следует ожидатьповышения величины рН объединенного раствора и, как следствие, сокращенияобщего расхода гидроксида натрия на дезактивацию, т.е. нейтрализацию до рН = 11+ 12.
Совокупностьвышеперечисленных предпосылок послужила основой для создания новойусовершенствованной технологии, обеспечивающей совместную переработку идезактивацию растворов СОФ и ЦОВ (см. рисунок). Для разработаннойтехнологической схемы были проведены исследования по уточнению режимов ипараметров процесса и определению эффективности дезактивации при различныхсоотношениях ЦОВ и фильтратов от первой стадии переработки растворов СОФ.
При проведении опытовбыли использованы отобранные в течение 5 сут и усредненные образцы цеховыхобмывочных вод (ад = 730 Бк/кг, рН= 1,5) растворов от «гидроразмыва» расплава СОФ с ад = 130 кБк/кг и рН = 1,4. Дезактивациюраство-ров СОФ на первой стадии вели путем обработки исходного раствора/пульпыСОФ при непрерывном перемешивании раствором (120 г/дм3) гидроксиданатрия до рН = 12,0+0,2. Образующуюся оксигидратную пульпу нагревали дотемпературы 85±5 °С, выдерживали, непрерывно перемешивая в течение 30 мин, ифильтровали. Расход NaOH составил 1,2дм3/дм3, масса высушенного радиоактивного осадка — 0,2кг/дм3, степень дезактивации — 99,6 %, а остаточная удельнаяактивность фильтрата — 560 Бк/кг. Фильтрат для окончательной дезактивациисмешивали с ЦОВ в следующих соотношениях: 1:15, 1:20, 1:25.
/>
Полученныеобъединенные растворы после измерения величины рН и ад обрабатывали при перемешивании раствором NaOH (120 г/дм3) до рН =12,0±0,2 и оксигидратную пульпу нагревали до температуры 85±5 °С, выдерживалипри перемешивании 30 мин и фильтровали. Радиоактивный осадок отделяли отдезактивированного раствора, высушивали и взвешивали (см. таблицу).
Проведенныеисследования полностью подтвердили правильность выбранной концепции совместнойпереработки и дезактивации цеховых обмывочных вод и солевых растворов,образующихся при сливе отрабо-тайных расплавов СОФ в воду. Полученные данные всовокупности с ранее выполненным анализом системы образования жидких и твердыхРАО [2] и результатами опытно-промышленных испытаний усовершенствованнойтехнологии дезактивации цеховых обмывочных вод [3] позволяют сделать следующиевыводы:
•разработанная технология обеспечивает дезактивацию до установленных норм, какрастворов СОФ, так и цеховых обмывочных вод;
•масса вторичных РАО, подлежащих захоронению в ХСО, т.е. масса оксигидратныхосадков (оксигидраты Fe, Al, Nb, Та, Ti,РЗЭ, Th), полученных на первой стадиидезактивации растворов СОФ по предлагаемой технологии, в 2 — 3 раза меньше, чемпо существующей технологии, основанной на обработке растворов СОФ ВаС12,H2S04 и известковым молоком;
•масса оксигидратных осадков от совместной дезактивации цеховых обмывочных вод ифильтратов после первой стадии дезактивации растворов СОФ практически совпадаетс массой осадков, получаемых от нейтрализации и дезактивации только цеховыхобмывочных вод. Полученные в результате такой совместной дезактивацииоксигидратные осадки после сушки (100±5 «С, 2 ч) имели следующий состав, %по массе: 1,2 Та205; 11,1 Nb205; 28,3 ТЮ2; 17,7 сумма оксидов РЗЭ,18,7 Fe203; 5,8 А120,; 2,2 Th02; 2,3 Si02, что практическисовпадает с результатами, полученными в ходе проведения опытно-промышленныхиспытаний усовершенствованной технологии обезвреживания, нейтрализации идезактивации цеховых обмывочных вод [3]. По содержанию ценных компонентов (Nb, Та, Ti, РЗЭ) эти осадки близки к составу лопаритовых концентратов,а удельная активность этих осадков (50 — 100 кБк/кг) ниже, чем удельнаяактивность исходного лопаритового концентрата (220 кБк/кг). Поэтому эти осадкицелесообразно возвращать в технологический процесс, а не вывозить в ХСО, т.е.их необходимо направлять вотделение хлорирования для последующей сушки,прокалки и приготовления шихты совместно с лопаритовым концентратом дляхлорирования и до-извлечения соединений Nb, Та, Ti и РЗЭ;
•общее сокращение массы вторичных технологических РАО, подлежащих захоронению вХСО, по сравнению с действующей технологией составляет 8—12 раз, в том числе засчет утилизации осадков от дезактивации ЦОВ, содержащих Nb, Та, Ti и РЗЭ на переделе хлорирования лопаритовых концентратов, — в4 раза, и уменьшения массы оксигидратных осадков, образующихся при дезактивациирастворов СОФ, — в 2 — 3 раза. При этом следует отметить, что плотностьполучаемых в соответствии с разработанной технологией оксигидратных осадков в1,2 — 1,4 раза выше, чем плотность осадков, полученных по существующейтехнологии. Отсюда следует, что сокращение объема вторичных РАО, направляемых вХСО, будет более значительным.
Полученныерезультаты положены в основу разработки схемы рациональной технологиисовместной переработки и дезактивации цеховых обмывочных вод и солевыхрастворов от „гидроразмыва“ расплава СОФ. Для практической реализацииэтой технологической схемы подготовлено техническое задание на проектирование,в соответствии с которым был выполнен рабочий проект и осуществленареконструкция отделения нейтрализации и дезактивации.
Литература
1. Кудрявский Ю.П., Черный С.А.,Рахимова O.B., Ряпосов Ю.А., Жуланов Н.К. Дезактивация солевых растворовредкометального производства, содержащего естественные радионуклиды // Экологияи промышленность России. 2008. Август.
2. Кудрявский Ю.П., Рахимова О.В.,Черный С.А., Дернов А.Ю. Анализ системы образования жидких и твердыхрадиоактивных отходов при переработке концентратов редких металлов // Изв.Академии промышленной экологии. 2006. № 4.
3. Кудрявский Ю.П., Ряпосов Ю.А.,Дернов А.Ю. Разработка и опытно-промышленные испытания технологии дезактивациицеховых обмывочных вод хлорной переработки лопаритовых концентратов // Цветнаяметаллургия
4. Кудрявский Ю.П., Черный С.А.,Рахимова О.В. Влияние усовершенствованной технологии переработки отходовпроцесса хлорирования лопарита на экономические показатели редкометальногопроизводства // Современные наукоемкие технологии. 2005. № 9.
5. Кудрявский Ю.П., Черный С.А.,Рахимова О.В. Анализ экономической эффективности технологии обезвреживания идезактивации сточных вод редкометального производства // Фундаментальные исследования.2005
6. Кудрявский Ю.П., Черный С.А., РахимоваО.В. Эколого-экономический анализ новой технологии дезактивации радиоактивныхсточных вод от естественных радионуклидов // Изв. Академии промышленнойэкологии
7. Кудрявский Ю.П., Черный С.А., Рахимова О.В. Экологические,технологические и экономические аспекты комплексной переработки и дезактивацииторийсодержащих радиоактивных отходов редкометального производства //Современные наукоемкие технологии. 2005. № 11.