На головну

Радіоекологічна супровід споруджуваних будинків | МЕТОДИ ВИЗНАЧЕННЯ РАДІОАКТИВНОСТІ ВОДОЙМ | ВИЗНАЧЕННЯ ОБ'ЄМНОГО РАДІОАКТИВНОСТІ ВОДИ БЕТА-радіометр РУБ-01П6 | Відкриті джерела ІОНІЗУЮЧОГО ВИПРОМІНЮВАННЯ. Розрахунок доз внутрішнього і зовнішнього опромінення | Робота з відкритими джерелами випромінювання | Санітарно-технічні системи забезпечення робіт з відкритими джерелами випромінювання | Санпропускники і саншлюзи | Підготовка до роботи | проведення вимірювання | ЗБІР, ВИДАЛЕННЯ, ЗНЕШКОДЖЕННЯ. ДЕЗАКТИВАЦИЯ |

© um.co.ua - учбові матеріали та реферати

Методи переробки рідких радіоактивних відходів

  1. I. Лабораторні методи дослідження
  2. II. Наука як процес пізнання. Форми і методи наукового пізнання. Структура естественнoнаучного пізнання
  3. II. Спеціальні (активні) методи лікування.
  4. IV. Форми і методи контролю. критерії оцінок
  5. А. Когнітивні методи (методи навчального пізнання).
  6. Аварії з викидом в атмосферу радіоактивних речовин

В даний час вибір схеми переробки рідких радіоактивних відходів обумовлений, по-перше, питомою активністю відходів і їх обсягом, по-друге, якісним складом рідких відходів як по ізотопів, так і на інші компоненти.

Для видалення радіоактивних речовин з рідких відходів найбільш широко використовуються такі способи, як дистиляція, осаджувальні методи, коагуляція и іонний обмін.

дистиляція-простий і надійний спосіб обробки рідких радіоактивних відходів. При упарюванні розчинів радіоактивні речовини концентруються а невеликому обсязі невипарного (кубового) залишку.

з осаджувальних методів найбільше застосування отримали реакції соосаждения. Так, при содово-вапняному пом'якшенні води, що використовується з метою вилучення з розчину 90Sr, спостерігається співосадження стронцію з кальцієм за рахунок утворення змішаних кристалів нерозчинних солей.

сутність процесу коагуляції полягає в тому, що при додаванні в розчин різних хімічних речовин (найчастіше сульфату алюмінію) спостерігається порушення стабільності колоїдів і освіту випадають в осад пластівців, які адсорбують, вловлюють і збирають на своїй поверхні зважені речовини. Ефективність вилучення радіоактивних ізотопів з рідких відходів за допомогою цього методу багато в чому залежить від ізотопного складу присутніх в розчині речовин, їх фізико-хімічного стану і рН середовища. Коагуляція - малоефективний метод очищення відходів від розчинених в них радіоактивних речовин. Як коагулянтів на практиці можуть бути використані гідроокис заліза, фосфати, дубильні кислота з вапном, сульфат алюмінію з додаванням глини та ін.

для іонного обміну використовуються синтетичні органічні смоли-катіоніти і аніоніти. При використанні декількох ступенів іонообмінних фільтрів коефіцієнт очищення рідких відходів за допомогою цього способу від різних ізотопів становить від 100 до 10 000.

У практиці зниження активності стічних вод знаходять застосування біологічні методи, розроблені на основі наступних положень В. І. Вернадського:

1. Природні грунти і суспензії (глина, грунти, мули) мають по відношенню до більшості елементів, що утворюються при розподілі урану, високою сорбційною здатністю і малою десорбцией.

2. Більшість прісноводних організмів, особливо планктон і перифітон, мають виключно високим коефіцієнтом накопичення по відношенню до більшості хімічних елементів, які присутні у воді в вкрай низьких концентраціях.

3. Більшість прісноводних організмів мають відносно високу стійкість до ІІ.

Для переробки твердих радіоактивних речовин застосовують метод здрібнювання й пресування і метод спалювання. Основна мета застосування цих методів - зменшення обсягів і маси відходів. При пресуванні обсяг відходів скорочується в 2-10 разів, а при спалюванні - в 20 - 100 разів. При спалюванні відходів радіонукліди більш ніж на 90% фіксуються в золі і потім переводяться в стійкі форми шляхом цементування, бітуміровання.

Процес спалювання гарячих твердих радіоактивних відходів характеризується перетворенням горючої маси в газоподібні продукти в процесі термічного розкладання і окислення. При цьому необхідно забезпечити процес горіння з мінімальним хімічним і механічним недожогом і винесенням золи і сажі з газовою фазою і максимальної фіксацією радіонуклідів в золі. У печах спалюються найрізноманітніші відходи: деревини, целюлозно-паперові, рослинного походження, гума, залишки масел, нафти і т. Д.

Утворені в процесі обробки рідких, твердих і газоподібних відходів високоактивні концентрати у вигляді опадів, регенераційних розчинів, кубових залишків, золи та інші об'єкти цементуються, або бітуміруются, або оскловують і піддаються поховання на спеціальних пунктах.

Дезактивація (або деконтамінації) полягає у видаленні радіоізотопів з води, повітря, одягу, з поверхонь і обладнання фізичними або хімічними методами.

Основними шляхами надходження радіоізотопів на поверхні різних матеріалів є хімічна і фізична сорбція, проникнення в тріщини або пори матеріалу. У воді радіоактивні речовини можуть перебувати в розчиненому стані, а також у вигляді суспензій, в повітрі - у вигляді газів і аерозолів.

Комплекс заходів спрямованих на попередження забруднень зовнішнього середовища радіоактивними речовинами, що містяться в різних видах відходів, включає в себе:

· Максимальне обмеження кількості радіоактивних речовин, що надходять в рідкі або газоподібні відходи, і можливе зменшення їх обсягів.

· Знешкодження радіоактивних відходів.

· Створення умов, що забезпечують оптимальне розведення і розсіювання радіоактивних речовин, дезактивація яких поки не практикується або не викликається необхідністю з санітарних міркувань.

Принцип, покладений в основу методів дезактивації рідких і газоподібних відходів, що містять довгоживучі радіоактивні елементи, полягає витягу їх з великих обсягів води або повітря, концентрації та подальшому надійному похованні.

Застосування відповідних методів дозволяє зменшити концентрацію радіоактивних речовин в стічних водах або викидах в атмосферу до будь-яких меж. Однак повністю звільнитися від радіоактивних речовин практично неможливо.

В даний час існує ряд методів, використовуваних для дезактивації. Вибір конкретного методу обумовлений перш за все радіохімічного і фізико-хімічним складом об'єктів, що підлягають дезактивації, рівнем їх радіоактивності.

Найбільш простим є накопичення в ємності і витримка. Однак це можливо лише при невеликих кількостях і короткоживучих ізотопів. Так, наприклад, для міді-64 - 6 діб, для йоду-131 - 83 діб, для фосфору-32 - 143 діб і т.д., тобто вважається, що активність після витримки протягом 10 періодів напіврозпаду практично залишається в безпечних кількостях.

Методи, що застосовуються для дезактивації стічних вод, забруднених довгоживучими ізотопами, спрямовані на видалення останніх з води.

Зазвичай в стічних водах поряд з радіоактивними речовинами у вигляді катіонів, аніонів, колоїдів або суспензій можуть містяться різні мінеральні та органічні сполуки, в тому числі миючі речовини, а також суспензії твердих речовин і колоїди. Ці компоненти в значній мірі обумовлюють вибір методу для дезактивації стічних вод.

Найбільш простим і дешевим методом для даних цілей є коагуляція з відстоюванням і фільтрацією. Сутність процесу коагуляції, як відомо, полягає в тому, що речовини, що знаходяться у воді в колоїдному стані, під впливом коагулянту згортаються, утворюють пластівці і випадають в осад. Пластівці ж самого коагулянту адсорбують колоїдні і дрібно зважені частинки і, опускаючись на дно, механічно захоплюють з собою більшу суспензія.

Методи коагуляції застосовуються, як правило, в поєднанні з відстоюванням і фільтрацією через механічні (піщані) фільтри. Фільтрація при цьому використовується як допоміжна операція для затримання не осіли в відстійниках зважених речовин. В якості самостійних споруд для видалення з води радіоактивних речовин піщані фільтри використані бути не можуть, так як вони є неефективними для цих цілей.

Більш ефективним в порівнянні з вказаним способом є метод іонного обміну. Він заснований на здатності деяких матеріалів внаслідок обміну іонів витягувати з розчинів знаходяться в них катіони і аніони, в т.ч. і радіоактивні.

Як іонообмінних матеріалів використовуються синтетичні органічні смоли (катіони і аніони) різних марок і сульфоуголь, вермикуліт і т.д.

В процесі фільтрації через зазначені матеріали, що знаходяться в водах нони заміщуються іонами водню (на катионите) і гідроксильних іонами (на анионите).

Присутність у воді зважених речовин, мила, масла, і т.д., може ускладнити процес іонного обміну: забивати пори в смолі (мила, опади), обволікати смолу (масло), і тим самим перешкоджати розвитку процесу. Тому метод іонного обміну для дезактивації стічних вод зазвичай застосовується на заключному етапі технологічної схеми, якому передує звільнення води від різних домішок.

Для дезактивації води широке застосування отримала наступна схема обробки води: коагуляція з подальшим відстоюванням і механічної фільтрацією і обробка води за допомогою катіонітний-аніонітних фільтрів.

Першим етапом дезактивації води за допомогою коагуляції є вибір дози коагулянту. Це пов'язано з тим, що потрібна доза коагулянту залежить від усуненою жорсткості води. Тому спочатку визначається переборна жорсткість води. Для цього в конічну колбу налити 100 мл води «ВВ» (водопровідна вода), так як досліджувана вода «Р» (радіоактивна) приготовлена ??на водопровідній воді, додати 2 краплі індикатора метилоранжа і тировать з бюретки 0,1 Н розчином соляної кислоти (HCl 0 , 1Н) до появи слабо-рожевого забарвлення.

Знаючи кількість мілілітрів витраченої НСl, розраховують переборні жорсткість води. Наприклад, на титрування 100 мл води пішло 1,5 мл НСl (0,1% розчину). Отже, на 1 л води піде 15 мл. Так як 1 мл 0,1 розчину НС1 відповідає 2,8 мг СаО, то в воді знаходяться 2,8 ? 15 = 42 мг СаО. 1 градус жорсткості відповідає 10 мг СаО, звідси переборна жорсткість води = 42: 10 = 4,20.

За знайденою жорсткості, користуючись таблицею 27, знаходять потрібну дозу коагулянту, тобто кількість мл 1% розчину сірчанокислого алюмінію (Al2 (SO4)3) І додають її в першу колбу з 200 мл води «ВВ», а також в дві інші колби з такою ж кількістю води додають послідовно менші дози коагулянту, що відповідають двом найближчим меншим кількостей усуненою жорсткості.

Таблиця 27.

 Переборна жорсткість води (в градусах)  Кількість мл 1% розчину сірчанокислого алюмінію на 200 мл води
 0,8
 1,6
 2,4
 3,2
 4,0
 4,8
 5,6
 6,4
 7,2
 8,0

За ходом коагуляції спостерігають 15 хв. і вибирають ту найменшу дозу коагулянту, яка дає найбільш швидке утворення пластівців і осадження. Коли коагуляція протікає мляво, з незначним утворенням пластівців, воду слід подщелачивать шляхом додавання 1% розчину соди в кількостях, наполовину менше, ніж взято коагулянту.

Взявши 200 мл випробуваної води «Р», додають ту дозу коагулянту і соди, при яких йде найкраще пластівців, залишають на 30 хв. Перші 15 хв. час від часу колбу збовтують.

З колби «Р» в чашку Петрі наливають випробовувану воду так, щоб було повністю вкрите дно чашки (висотою 2-3 мм) і проводять підрахунок на установці РПС-2-03А. Знайдена активність приймається за 100%.

Після 30 хвилин відстоювання в чашки Петрі наливають таку ж кількість освітленої води і проводять підрахунок активності на установці. Тим самим визначають залишкову активність після коагуляції.

З метою визначення ефективності дезактивації при фільтрації води через піщаний фільтр випробувану осветленную воду фільтрують через нього, відбирають у чашки Петрі (висотою 2-3 мм) і проводять підрахунок на установці.

З метою визначення ефективності дезактивації методом іонного обміну воду після піщаного фільтра фільтрують через колонку з катионитом і анионитом. Наливають необхідну кількість води в чашки Петрі (висотою 2-3 мм) і проводять підрахунок на установці.

При кожному досвіді обчислюють ефективність дезактивації води цим методом.

У висновку обчислюють загальний ефект дезактивації при повній схемі обробки води.

УВАГА! При кожному підрахунку проби води на установці не забудьте визначати фон і віднімати з активності води.



Поводження з радіоактивними відходами | РАДІАЦІЙНІ АВАРІЇ