Обращение с жидкими радиоактивными отходами в проектах АЭС нового поколения с реактором ВВЭР тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 05.14.03, кандидат технических наук Онуфриенко, Сергей Викторович

• Онуфриенко, Сергей Викторович
• кандидат технических наук
• 2002

Оглавление диссертации кандидат технических наук Онуфриенко, Сергей Викторович

Введение

1 Литературный обзор

1.1 Современные методы по переработке жидких радиоактивных сред

1.2 Современные методы отверждения жидких радиоактивных отходов

1.3 Выводы

2 Современное состояние проблемы накопления и переработки жидких радиоактивных отходов на действующих АЭС

2.1 Этапы обращения с РАО

2.2 Основные источники образования ЖРО на АЭС

2.3 Состояние с накоплением и переработкой ЖРО

2.4 Основные задачи по обращению с ЖРО на действующих АЭС

2.5 Выводы

3 Обоснование технических решений по обращению с жидкими радиоактивными отходами в проектах АЭС нового поколения

3.1 Организация дифференцированного сбора ЖРС в зависимости от химического состава и активности

3.3 Совершенствование технологии очистки продувочной воды парогенераторов

3.3.1 Сравнительный анализ вариантов системы очистки продувочной воды ПГ

3.3.2 Обоснование работоспособности выпарного аппарата СОПВ ПГ

3.4 Обоснование применения ионоселективных сорбентов

3.5 Обоснование современных малоотходных способов дезактивации

3.6 Выбор метода отверждения жидких радиоактивных отходов

3.7 Выводы

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Обращение с жидкими радиоактивными отходами в проектах АЭС нового поколения с реактором ВВЭР»

Безопасное обращение с радиоактивными отходами, их надежная изоляция от биосферы является проблемой, от решения которой зависит доверие общества к атомной энергетике и ее развитие, как одного из основных источников энергии.

Основная трудность обращения с радиоактивными отходами и, в частности, с жидкими радиоактивными отходами (ЖРО) заключается в постоянном повышении требований к их переработке и хранению. ЖРО образуются в результате переработки ЖРС, сложный химический состав которых и большие объемы приводят к дополнительным проблемам. Большие объемы поступлений ЖРО, их временное хранение на промышленной площадке в некондиционированном виде негативно сказываются на радиационной безопасности АЭС и приводят к до 11 о л н ител ь ным издержкам.

Вследствие этого стали проводиться научные исследования, направленные на разработку новых технологий и технологических схем, которые способны снизить объемы поступлений ЖРС и, как следствие, ЖРО. Уменьшение объема поступлений стало одним из основных принципов обращения с жидкими низкоактивными и с ре днеакти вны м и средами на АЭС.

Одним из подходов, направленных на снижение поступлений ЖРС, является проведение на эксплуатируемых АЭС организационно-технических мероприятий по минимизации их образования (нормирование, частичная модернизация оборудования и технологических схем, повышение культуры эксплуатации). Однако, сокращение поступлений ЖРС таким способом ограничено технологическими пределами.

Достижение принципиально низкого уровня образования жидких радиоактивных отходов в наибольшей мере достижимо в проектах АЭС 6 нового поколения при использовании системного подхода к этой проблеме на основе анализа источников образования жидких радиоактивных сред по опыту эксплуатации действующих АЭС, а также анализа применения современных технологических процессов и схемных решений.

Основным критерием системного подхода при разработке технологических схем обращения с ЖРС и ЖРО и методов их переработки является достигаемый уровень радиационной безопасности и экономической целесообразности.

Совершенствование технологических схем обращения с радиоактивным и средами АЭС - это прежде всего рациональное разделение технологических потоков, близких по своему составу, с целью их очистки или переработки экономически оправданными методами. При этом, особое внимание уделяется повторному использованию этих сред после предварительной очистки.

Одним из основных принципов при разработке технологических схем АЭС нового поколения является организация раздельного сбора и переработки теплоносителя первого контура и трапных вод. Это дает возможность повторно использовать борную кислоту и дистиллят для подпитки первого контура и снизить объемы трапных вод. Соответственно снижаются объемы ЖРО, подлежащие кондиционированию, и объемы отвержденных компаундов, которые подлежат временному хранению на площадке АЭС и последующему захоронению.

В связи с отсутствием мест окончательного размещения (захоронения) радиоактивных отходов в нашей стране основной акцент в настоящее время делается на хранении РАО в кондиционированном виде на площадке АЭС.

Актуальность темы

Объекты ядерной энергетики по объективным показателям являются наиболее чистыми. 7

Обеспечение этого преимущества ядерной энергетики базируется, в том числе, и на реализации работоспособности систем, связанных с очисткой радиоактивных сред, образующихся в процессе эксплуатации АЭС.

Наряду с необходимостью обращения с высокорадиоактивными компонентами (отработанное ядерное топливо), важным аспектом в проблеме обеспечения экологической безопасности АЭС является проблема обращения с жидкими средне- и низкоактивными средами и отходами.

Рассмотрение систем обращения со средне- и низкоактивными средами на действующих АЭС показывает, что в этой проблеме на сегодняшний день отсутствует единый подход к формированию систем. В то же время, принятие конкретных решений определяет объемы ЖРО, образующиеся в процессе эксплуатации АЭС. Таким образом, актуальной является задача рассмотрения комплекса вопросов, касающихся обращения с ЖРС и ЖРО с целью поиска и обоснования рациональных технических решений в направлении минимизации ЖРО и повышения безопасности АЭС.

Цель работы

Целью работы является анализ существующих и перспективных технических решений с целью обоснования концептуальных подходов к минимизации образования ЖРС и ЖРО, а также разработка принципов проектирования систем обращения с ЖРС и ЖРО в проектах АЭС нового поколения с ВВЭР.

Научная новизна

Впервые в отечественной практике проектирования объектов атомной энергетики проведен комплексный системный анализ процессов обращения с ЖРС и ЖРО, позволивший сформулировать концептуальные положения формирования систем, базирующиеся на дифференцированном сборе и переработке ЖРС в зависимости от химического состава и уровня активности. 8

Практическая ценность работы.

Предложены обоснованные рекомендации по формированию систем обращения с ЖРС и ЖРО, реализованные в конкретных проектах АЭС с ВВЭР. Эти же рекомендации будут реализованы во вновь проектируемых АЭС.

Предмет защиты

Автор защищает:

• результаты комплексного анализа процессов и систем обращения с ЖРС на базе рассмотрения проектов действующих АЭС и опыта их эксплуатации;

• принципы минимизации, результаты дифференцированного подхода к формированию отдельных подсистем обращения с ЖРС в направлении минимизации образования объемов ЖРО;

• обоснование необходимости применения ионоселективных сорбентов в системах обращения с ЖРС и ЖРО в проектах АЭС нового поколения; технологические схемы систем сбора и переработки ЖРС и ЖРО, обладающие преимуществами, базирующимися на полученных научных результатах.

Достоверность основных научных положений и выводов базируется на использовании апробированных расчетных методик, подтвержденных экспериментально и опытом эксплуатации.

Личный вклад автора

Автор в течение длительного периода принимал непосредственное участие во всех разработках по созданию систем обращения с ЖРС и ЖРО, включая расчетные обоснования, анализ опытных и эксплуатационных данных, формирование научно-концептуальных положений по системам обращения с ЖРО в проектах АЭС с ВВЭР-640 и Тяньваньской АЭС в Китае. 9

Как исполнитель, а затем как руководитель участвовал на всех этапах в работах, положенных в основу представленной диссертации.

Основные результаты работы докладывались автором на научно-технических конференциях и семинарах; конференция «Проблемы обращения с РАО» (Запорожская АЭС, 1991 г.), конференция по развитию атомной энергетики Дальнего Востока (г. Владивосток, 1993 г.), защита ТЭО НГТЦ АЭ в г. Сосновый Бор (ВВЭР-640) в Минприроды России (Главгосэкоэкспертиза) (г. Москва, 1994 г.), экологическая экспертиза проекта ВВЭР-640 для Кольской АЭС-2 (г. Полярные Зори, 1997 г.), защита проекта Тяньваньской АЭС в Китайских надзорных органах 1МК8А (Пекин, 1999 г.), Российско-французский семинар по проблемам накопления и переработки РАО (г. Санкт-Петербург, 2000 г.), ежегодная конференция Ядерного Общества ( г. Дрезден, 2001 г.) и других.

10

1 Литературный обзор

1Л Современные методы по переработке жидких радиоактивных сред

Разработка методов выделения радионуклидов из растворов в настоящее время является предметом многих исследований. Значение этих работ связано с необходимостью очистки жидких радиоактивных сред радиохимических производств, атомной энергетики, сливов исследовательских институтов.

Совершенствование безопасности и экономические требования по управлению атомными процессами требуют постоянного улучшения технологий по очистке, концентрированию и захоронению РАО.

В соответствии с экологичеекими требованиями и действующими нормативами стоимость захоронения в расчете на кубический метр резко возрастает приблизительно с 35 долларов в 1965 г и 140 долларов в 1978 г до 5800 долларов в 1985 году [1]. Тенденция к росту цены переработки и захоронения радиоактивных отходов сохраняется и в настоящее время. В соответствии с этим, сокращение объемов радиоактивных отходов является актуальной задачей, решение которой влияет на экономические показатели АЭС.

На большинстве АЭС ЖРС концентрируются, а концентраты хранятся в специальных емкостях или огверждаются (цементирование, битумирование). Очищенная вода используется повторно или выводится в окружающую среду. Большие объемы отходов определяют необходимость минимизации, что диктуется как экономическими факторами, так и требованиями безопасной локализации радиоактивных отходов.

Основными технологическими процессами, приводящими к существенной минимизации отходов, являются процессы разделения радиоактивных и нерадиоактивных компонентов ЖРО.

11

Основным фактором, влияющим на объем кондиционированных радиоактивных отходов, является масса нерадиоактивных солей, поступающая в концентрат из отработанных технологических растворов. Сравнительно низкая степень наполнения битумных и цементных компаундов также ограничивает возможности по минимизации радиоактивных отходов.

Весьма перспективными для минимизации отходов является технология селективного выделения из ЖРО долгоживущих радионуклидов Сб, Со, определяющих радиотоксичность отходов, в небольшие объемы в форме труднорастворимых соединений [2].

Труднорастворимые соединения радионуклидов, образующиеся в процессе обработки, являются первым и существенным барьером на пути миграции радионуклидов в окружающую среду. Отсутствие в выделенных соединениях хорошо растворимых компонентов в виде нитратных или других солей также оказывает благоприятное влияние при локализации (захоронении) отходов. Отсутствие растворимых н еради оактивных солей приводит к уменьшению миграционной способности выщелаченных радионуклидов, к созданию оптимальных условий их сорбции дополнительными сорбционными барьерами из природных материалов.

Технология селективного выделения радионуклидов получает свое развитие не голь ко в области переработки ЖРО, но и переходит в область дезактивации радиоактивных технологических сред, обеспечивая фиксацию радиоактивных компонентов непосредственно вблизи мест их образования в формах, удобных для иммобилизации. Это может стать донолнительным фактором для улучшения радиационной обстановки на АЭС, предприятиях топливного цикла и окружающей среды.

1.1.1 Предварительная обработка ЖРО.

Предварительная обработка ЖРО обычно проводится для устранения мешающих факторов и служит повышению эффективности очистки.

12

В некоторых случаях перед очисткой требуется предварительная обработка по удалению масел, растворителей, механических примесей фильтрацией или другими методами. В процессе фильтрации удаляются радионуклиды» сорбированные на взвесях или коллоидных частицах.

Если для радионуклидов цезия характерна ионная форма, то кобальт и стронций в присутствии щавелевой кислоты, ЭДТА и ОЭДФ образуют устойчивые внутрикомплексные соединения, растворимые в щелочной среде. Склонность к образованию комплексных соединений особенно характерна для кобальта, выделение которого обычными методами крайне затруднено. Так, например, проведенные специалистами Окриджской национальной лаборатории эксперименты по выделению 60Со из ЖРО методами прямого химического осаждения и сорбцией на специальных ионообменных смолах не увенчались успехом [3].

1.1.2 Коррекция рН

Изменение рН может быть использовано для обработки отходов, содержащих радионуклиды в форме комплексных соединений с целью их разложения. Прочность комплексных соединений металлов, в том числе Со и 8г, образованных анионами слабых кислот, зависит от рН раствора. Например, комплексы с ЭДТА в кислой среде (рН 1-2) диссоциируют с образованием свободной кислоты и ионных форм радионуклидов. Таким образом, коррекция рН может быть использована для уменьшения устойчивости комплекса и создания оптимальных условий осаждения или сорбции. Известно, что стронций не соосаждается с сульфатом бария из щелочных растворов, содержащих ЭДТА [4]. Однако, при рН 5 или меньше комплекс щелочноземельных элементов неустойчив и металлы осаждаются в виде нерастворимых сульфатов.

Изменение рН приводит к увеличению солесодержания ЖРО, особенно щелочных борсодержащих отходов АЭС с ВВЭР (Р\¥К), которые образуют буферные растворы. Для уменьшения объемов ЖРО, содержащие

13 комплексообразующие вещества (отработанные дезактивирующие и моющие вещества), могут быть собраны отдельно и подвергнуты специальной обработке с целью разрушения комплексов.

1Л .3 Окисление и восстановление

Прочность комплексов металлов можно легко уменьшить путем окисления или восстановления центрального атома [5]. При уменьшении прочности комплекса создаются предпосылки для его более полного извлечения. Изменение валентности некоторых элементов, например, железа и марганца, приводит к их осаждению. Продолжительная обработка сильными окислительными агентами (Оз , КМп04 , Н^О? и др.) приводит к полному или частичному разложению органических комплексообразующих веществ до СО?, Н20 или простых органических соединений. Если при окислительной обработке образуются осадки, например Ре(ОН)з, способные выполнять функции коллекторов радионуклидов, то окислительной обработки может оказаться достаточно для очистки низкоактивных ЖРО. Примером такой обработки может служить озонирование [6, 7] или окисление с помощью перманганата калия [8]. Радионуклиды, входящие в ЖРО, достаточно полно переходят в осадок, образованный при окислительной обработке. Исключение составляют радионуклиды цезия, которые могут быть выделены специфическими агентами.

Органические комплексообразующие и поверхностно-активные вещества с ароматической структурой разлагаются медленно и с большим расходом окислительных агентов [10]. Окисление пирофосфатов натрия, входящих в состав моющих композиций, также представляет трудную задачу. Использование в качестве окисляющего агента озона ограничено дорогостоящим оборудованием и низкой растворимостью озона в воде и, особенно, в солевых отходах. Использование перманганата калия приводит к нежелательному увеличению объема твердой фазы.

14

В настоящее время создано несколько полупромышленных установок для подобной обработки органики.

Оригинальный процесс окисления органических компонентов ЖРО с использованием радикала ОН специально разрабатывался рядом фирм [14, 15]. Основой системы является электрохимическая ячейка из платинированного титана, являющаяся анодом, в которую входят катод из нержавеющей стали и фторопластовая мембрана, разделяющая ячейку на две части. Через катод и анод прокачивается электролит, состоящий из /\gNO3 и НЖ)3.

Азотная кислота и серебро не расходуются. Расходуется лишь электроэнергия и кислород. Авторы отмечают высокую эффективность процесса.

Предварительная обработка ЖРО восстановителями практикуется реже. Основным восстанавливающим агентом при очистке ЖРО является Ре28 04. Некоторые восстановители, например тиосульфат натрия, могут восстанавливать ионы до металла, который, как правило, образуется в коллоидной форме. Восстановительная обработка может быть применена и для разложения некоторых комплексных соединений.

1.1.4 Термическая обработка

Термическая обработка отходов, содержащих радионуклиды в комплексных соединениях, позволяет разрушить комплексы, в том числе с полным или частичным разрушением органических и неорганических комплексообразователей. Однако, для наиболее часто встречающихся в радиохимической практике комплексообразователей (ЭДТА, щавелевая кислота, ОЭДФ и др.) температура разложения достаточно высока (=200°С). Температурное разложение неорганических комплексообразователей типа гексаметафосфата натрия проходит при более низких температурах [17]. Скорость разложения пол и фосфатов зависит не только от температуры, но и

15 от рН раствора. Разложение происходит тем быстрее, чем выше температура и чем меньше рН отходов.

1.1.5 Радиационное разложение органических соединений

Радиационно-химические превращения растворенных органических веществ, как правило, протекают через взаимодействие с продуктами радиолиза воды. С продуктами радиолиза воды органические комплексообразующие вещества могут вступать в разнообразные реакции: окисление, восстановление, присоединение, отщепление атомов или целых групп и др. Для разрушения комплексообразователей основной интерес представляют реакции радиационного окисления. В большинстве случаев результаты исследований свидетельствуют о том, что достаточно полное разложение органических компонентов может быть достигнуто при дозах, меньших или равных 1 Мрад [19].

В работе [20] рассмотрены вопросы очистки вод от ПАВ и других органических веществ с использованием в качестве источника ионизирующего излучения отработанных ТВС. Этот процесс мог бы быть достаточно дешевым и перспективным, в случае решения вопросов ядерной и радиационной безопасности. Основным недостатком этого метода является необходимость мощных излучателей ионизирующего излучения.

1.1.6 Дистилляция.

Дистилляция (упаривание) — известный и широко распространенный метод переработки жидких радиоактивных отходов [21-24]. В практике переработки отходов наиболее распространена дистилляция парообразованием при кипении с подводом тепла водяным паром через стенку выпарного аппарата. Конденсат, образующийся при выпаривании, может быть возвращен в цикл или выведен в окружающую среду непосредственно после дистилляции или после доочистки. Концентрат солей (кубовый остаток), содержащий радионуклиды и неактивные соли, отверждается и направляется на захоронение. Оценку упаривания, как метода

16 переработки, следует проводить с учетом эффективности очистки, возможности сокращения объема ЖРО и стоимости переработки. Дистилляция характеризуется универсальностью и высокой степенью очистки конденсата от радионуклидов (Коч=104-1-106) [25].

Загрязнение паров и, соответственно, конденсата радионуклидами, которые определяют степень их очистки, происходит вследствие молекулярного (летучесть, растворимость в паре) и капельного (аэрозольного) уноса.

Степень очистки при дистилляции может быть существенно увеличена переупариванием конденсата вторичного пара [26]. При использовании для переупариван ия тепла вторичных паров, энергетические затраты о увеличиваются незначительно, а Коч увеличивается до 10 .

Наличие в отходах детергентов создает условия для вспенивания отходов при упаривании. Вынос упариваемого раствора из сепаратора приводит к загрязнению конденсата. Для устранения пенного уноса используется несколько способов: перегрев пены в сепараторе, разрушение пены химическими пеногасителями (силиконовые соединения), упаривание в кислой среде, гидродинамический способ [25,27,28]. Основным фактором, ограничивающим очистку, является летучесть (молекулярный унос) некоторых радионуклидов. Летучие соединения могут образовывать Ки и I, обычно, в кислой среде. Хорошую растворимость в паре имеют радионуклиды цезия.

Летучесть нерадиоактивных компонентов очищаемых ЖРО (МН4+, органические растворители, масла и др.) ухудшает качество конденсата вторичного пара и не позволяет проводить его сброс в окружающую среду или направлять на повторное использование без дополнительной доочистки. Ионообменная доочистка конденсата, содержащего ЫН4', приводит к увеличению объемов вторичных отходов или необходимости ректификационного выделения аммиачных растворов.

17

Степень концентрирования при упаривании отходов ограничена насыщением кубового остатка нерадиоактивными солями, в основном, нитратами и боратами натрия. Дальнейшее концентрирование без применения специальных мер может привести к инкрустации греющих поверхностей солями, забивке кристаллами циркуляционного контура выпарного аппарата или коммуникации. При равных условиях выпарные установки с п р и ну д ите л ь н ой циркуляцией менее подвержены образованию отложений [25]. Для поддержания солей в растворенном состоянии концентрацию солей в кубовом остатке ограничивают 200-400 г/л [30]. В конечном итоге количество нерадиоактивных компонентов определяет объем кубового остатка ЖРО и затраты на его иммобилизацию.

Дистилляция отходов обычно coi фовождается такими отр и цате л ь н ым и явлениями, как коррозия и отложение на греющих поверхностях выпарного аппарата солей жесткости и взвесей. Это приводит к падению его производителиюсти [24]. Накипеобразование наблюдается уже на начальной стадии дистилляции. Устранить это нежелательное явление можно предварительным умягчением, например, методом коагуляции. Методом упаривания принципиально невозможно разделить микропримеси радионуклидов и солевые неактивные компоненты.

По сравнению с другими методами переработки выпаривание является одним из самых энергоемких процессов. Однако, отсутствие требований к качеству исходных растворов и возможность получения высоких коэффициентов очистки позволяют рассматривать дистилляцию как основной метод переработки отходов АЭС. 11едостатки, присущие данному методу переработки, можно устранить при использовании предварительной обработки ЖРО или дополнительной очистки конденсата вторичного пара.

Исследования по совершенствованию процесса упаривания сосредоточены в основном в двух направлениях: снижение энергоемкости и увеличение степени упаривания (сокращения объема отходов). Для

18 улучшения условий теплопередачи и уменьшения габаритов и теплоемкости применяют аппараты с принудительной циркуляцией; а для экономии пара — выпарные аппараты с его компрессией.

Испарение с поверхности при температуре ниже температуры кипения, несмотря на высокие коэффициенты очистки, находят ограниченное применение. Это связано с низкой производительностью процесса. В некоторых странах для концентрирования низкоактивных и среднеактивных отходов разрабатываются технологии по использованию солнечной энергии (Южная Корея, Индия) [31].

В странах СНГ на АЭС с ВВЭР получило распространение глубокое концентрирование кубового остатка ЖРО на прямоточных кожухотрубчатых выпарных аппаратах [32]. В процессе охлаждения концентрата образуется монолитная масса, основу которой составляют кристаллогидраты полиборатных солей натрия.

Этот процесс может получить развитие при условии предварительного выделения из кубового остатка наиболее долгоживущих и радиотоксич ных нуклидов Сз, 8г, Со и получения практически неактивного солевого продукта.

Интерес к сушке отходов прежде всего вызван необходимостью минимизации отходов. . Осушенные отходы подвергают сухому цементированию, включению в полиэфирные смолы, битумные компаунды и т.д. [34, 40-42].

Сушка отходов проходит при высоких температурах и образующиеся газообразные продукты необходимо перед выбросом тщательно очищать. Процессы сушки и последующее хранение радиоактивных продуктов значительно упрощаются, если снизить концентрацию радионуклидов в исходных отходах.

19

1.1.7 Ионный обмен

Ионообменные технологии находят широкое применение для очистки технологических сред и переработки жидких радиоактивных отходов АЭС и предприятий по переработке отработанного ядерного топлива. Простота и высокая эффективность суммарного или раздельного извлечения ионов из растворов явились причиной того, что ионный обмен занял прочные позиции в атомной промышленности. Использованию процессов ионного обмена в атомной промышленности посвящены подробные обзоры [43-46].

Для очистки жидких радиоактивных сред используются органические ионообменные смолы, активированные угли, природные и синтетические алюмосиликаты, неорганические сорбенты, основу которых составляют гидроксиды, фосфаты, титан аты, антимонаты и другие соли, гетерополисоединения, ферроцианиды, биологические материалы.

Использование ионообменных смол в практике переработки ЖРО имеет ряд существенных ограничений. Прежде всего, это низкая эффективность при очистке растворов с высоким солесодержанием. Считается, что использование смол для очистки растворов с концентрацией солей выше 1 г/л нецелесообразно [47]. Регенерация смол сверхстехиометрическими количествами сильных кислот и оснований приводит к образованию вторичных отходов с высоким солесодержанием.

В соответствии с современной тенденцией ионообменные смолы систем очистки вод первого контура и его вспомогательных систем не регенерируются. Это обстоятельство приводит к увеличению поступления ионообменных смол в ХЖО при уменьшении объема кубовых остатков, что приводит к суммарному уменьшению общего количества ЖРО и, как следствие, отходов, поступающих на окончательное захоронение.

Использующиеся на атомных станциях органические ионообменные смолы обычно обладают высокой обменной емкостью, которая находится в диапазоне от 1 до 5 мг-экв на грамм сухой смолы. Однако., количество

20 водного раствора, которое может пройти через ионообменный материал до появления проскока загрязнений на выходе из него, как правило, не зависит от количества этих загрязнений, накапливающихся на этом материале. Полезный срок службы лимитируется насыщением смол нерадиоактивными ионами. К примеру, в типичных жидких радиоактивных отходах радиоактивные катионы (Cs, Со и др.) обычно присутствуют в весьма малых концентрациях по сравнению с концентрацией таких катионов как Na+, К+, Са2+, Fe2+, Fe3+.

Так как концентрации радиоактивных примесей в водных отходах малы по сравнению с концентрациями нерадиоактивных примесей, то повышение избирательности ионообменников является более перспективным направлением для увеличения ресурса работы, чем увеличение обменной емкости неселективных ионообменников.

Путем подбора функциональных групп возможен синтез ионообменников, обладающих высокой изб и рател ь ностыо к отдельным радионуклидам [48].

Неорганические сорбенты устойчивы к ионизирующему излучению, химически инертны и потенциально пригодны к иммобилизации. Оценка селективности большого числа неорганических сорбентов и условий сорбции ионов приведены в работе [49].

Цеолиты обнаруживают значительную селективность поглощения ионов Cs' и Sr2+ при их малых эквивалентных долях в растворах с высокой концентрацией обменивающихся катионов, поэтому они могут реально использоваться в качестве селективных ионообменных поглотителей радионуклидов стронция и цезия из жидких радиоактивных отходов определенного типа.

Подробное описание структуры химических и ионообменных свойств цеолитов различных типов приведены в монографии Брека [50] и обзоре Roddy i.W. [51].

21

Применение цеолитов в атомной промышленности началось в 50-е годы. В работе Амберсона и Родса [52] приведены данные по применению клиноптилолита для очистки вод бассейна выдержки от радионуклидов 137Cs и 90Sr на заводе в штате Айдахо (США). Ежегодно перерабатывается около 4000 м отходов. Замена сорбента производится через каждые 6-8 недель, после чего отработанный клиноптилолит направляется на захоронение вместе с твердыми радиоактивными отходами.

В японском Институте атомной энергии изучено применение порошкообразного клиноптилолита в сочетании с гидроокисью железа для удаления из жидких отходов АЭС 137Cs, 90Sr и 60Со. Метод рекомендован к применению [56].

Селективность к сорбции радионуклидов цезия и стронция, высокая радиационная устойчивость (до 10й рад) и возможность остскловывания отработанных цеолитов позволили использовать их для очистки ЖРО, образовавшихся при аварии на втором блоке АЭС Three Mile Island [58].

Очистка ЖРО осуществлялась на фильтрующей системе, состоящей из двух параллельных цепочек, в каждую из которых входило по четыре 75-галлонных фильтра с объемом загрузки цеолитов 60 галлонов. Для защиты от ионизирующего излучения система очистки располагалась в бассейне выдержки под 25-футовым слоем воды [59]. Доочиетка воды осуществля jiась на фильтрах со специально подобранными ионообменными смолами со слоистой структурой.

Объем очищенной воды составил 1,5 млн. галлонов. Объем отработанных цеолитов не превышал 150 фут , в котором было сконцентрировано 12.6*1015 Бк. Цеолиты, насыщенные радионуклидами, иммобилизировались остекловыванием при нагревании до температуры свыше 1000°С.

Высокая эффективность цеолитов в практике очистки ЖРО от радионуклидов стронция и цезия характерна для растворов сравнительно

22 простого состава, не содержащих большие количества органических комплексообразующих соединений и конкурирующие ионы кальция и др. По данным [55] увеличение концентрации ионов кальция с 0,5 до 1,25 мг-экв/л уменьшает коэффициент распределения 90Sr между клиноптилолитом и раствором в 2,5 раза. В то же время, возможна эффективная сорбция в присутствии заметных количеств ионов натрия и калия. Сорбция на цеолитах Sr и Cs эффективна из нейтральной и щелочной среды. В сильнокислых растворах происходит диалюминирование цеолитов.

В некоторых случаях органические комплексообразователи, хотя и снижают коэффициент распределения, могут увеличивать обменную емкость природных неорганических сорбентов. Подобный эффект наблюдали при сорбции кобальта на Na-форме бентонита в присутствии ЭДТА [60].

Объективная необходимость повышения избирательности при удалении радионуклидов стронция и некоторых поливалентных нуклидов в присутствии солей жесткости, а также необходимость ионообменной очистки кислых ЖРО, предопределило развитие работ по синтезу высокоселективных сорбентов на основе титанатов, ангимонатов, пол ису рьмянокислотны х сорбентов на основе других соединений, проявляющих сродство к стронцию.

В Финляндии проведены исследования по выделению стронция из кубового остатка ЖРО АЭС "Ловиза" с использованием титаната натрия [62]. Отходы имели солесодержание 215 г/л. При обработке 140 объемов ЖРО на объем сорбента средний коэффициент очистки составил 170±40.

Промышленное выделение цезия из ЖРО АЭС "Ловиза" (Финляндия) проходило в 1991-1992 году на i ранул иро ванном i ексацианоферрате кобальта в три этапа [63]:

- снижение pH с 13,7 до 11,5 добавлением 60% азотной кислоты;

- удаление твердых частиц фильтрацией на фильтрах с размерами пор до 0,2 мкм;

23

- очистка ЖРО от радионуклидов цезия на двух последовательно включенных колонках.

Показана высокая эффективность очистки. Контроль очищенного раствора проводился одноканальным анализатором. После отработки колонн входные и выходные отверстия предлагается цементировать и помещать в цементные блоки по 12 штук.

Сорбция кобальта и цезия на ферроцианидном сорбенте НЖС из модельных растворов и теплоносителя первого контура исследовали авторы [70]. Максимальную сорбцию кобальта из модельных растворов наблюдали в диапазоне рН 8-10,5 (Кр=17000-14000). Сорбция цезия эффективно проходит в широком диапазоне рН. Концентрация борной кислоты (до 12 г/л) и аммиака в диапазоне его концентраций 16-350 мг/л практически не влияли на величину распределения кобальта между раствором и сорбентом. Коэффициенты очистки теплоносителя по 60Со на сорбентах НЖС изменялись в диапазоне 150-50 при пропускании более 1000 колоночных объемов.

Сорбция кобальта на натролите [71] показала меньшую эффективность при тех же условиях сорбции и имела сложный характер зависимости от рН очищаемого раствора.

Стендовые испытания по очистке теплоносителя первого контура из баков "грязного" конденсата второго блока Нововоронежской АЭС, проведенные в марте-апреле 1985 года с использованием сорбента НЖС показали, что кроме эффективной сорбции радионуклидов цезия проходила очистка от 60Со. При пропускании более 1000 колоночных объемов коэффициент очистки по кобальту составлял >100 [72].

Принципиально возможно создание одного сорбента, обладающего селективностью к определенной группе выделяемых радионуклидов, что позволяет повысить степень минимизации отходов. Этого можно достичь

24 синтезом композиционных сорбентов с полифункциональными группами или набором моноселективных соединений на одном носителе.

Очистка теплоносителя первого контура представляется перспективным направлением, так как локализует радионуклиды непосредственно в реакторной системе. К материалам, используемым для байнасной очистки теплоносителя, предъявляются жесткие требования с позиций необходимости поддержания норм ВХР I контура.

Экспериментальные результаты по высокотем пературной и низкотемпературной очистке радионуклидов коррозионной группы на пористых мембранах, насыщенных ТЮ2 и ХЮ2, приведены в работе [73], Окислы металлов были импрегнированны в мембрану химическим осаждением из растворов (70% свободного объема мембраны заполняли окислом). Обменная емкость таких мембран невелика. При температуре 280°С эффективность очистки выше, чем при комнатной. Однако коэффициенты очистки по 858г и 110А§ быстро уменьшались.

Проблема устойчивости неорганических сорбентов является насущной проблемой этого направления, которая решается кальцинацией сорбента и внедрением неорганического ионообменника в алюминиевый носитель [74], титановую и нержавеющую губку [74, 75].

Основные трудности по реализации исследований связаны с температурной устойчивостью сорбента. В соответствии с этим целесообразно организовать селективную очистку дренажей теплоносителя при проведении борного регулирования.

Закономерности сорбции катионов стронция ионитами сферической грануляции - гидратированными оксидами гитана и циркония, фосфатами и полифосфатами титана и циркония, а также кремнесурьмяными катеонитами с малым мольным содержанием сурьмы (8Ь:81<0.16) в статических и динамических условиях исследованы в работе [77]. Обнаружено, что в слабокислых растворах наибольшую селективность к ионам стронция

25 проявляют сорбенты на основе полифосфатов титана, циркония и крем несурьмяные катиониты. Максимальная эффективность извлечения ионов стронция наблюдается при температуре 50-70°С, что характерно и для некоторых других неорганических композиционных сорбентов.

В целом, синтетические неорганические сорбенты обеспечивают хорошую очистку радионуклидов стронция и других поливалентных металлов на фоне значительных концентраций солей щелочных металлов. Однако, наиболее значимыми конкурентами для сорбции стронция являются соли щелочноземельных элементов, которые могут присутствовать в ЖРО в заметных количествах. Другой возможностью селективного выделения радионуклидов, как уже упоминалось выше, является использование фильтрующих материалов, полученных путем нанесения хелатирующих агентов на гранулированные носители (силикагель, активированный уголь, ионообменные смолы и т.д.) и их комбинация с неорганическими сорбентами.

Правильный подбор носителей и хелатирующих агентов позволяет получить сорбенты широкого спектра действия, селективно извлекающих различные радионуклиды.

1.1.8 Химическое осаждение

Процесс химического осаждения считается дешевым и наиболее подходящим для обработки больших объемов низкоактивных и среднеактивных отходов. Основными преймуществами процесса являются сравнительно низкая стоимость, возможность удаления из растворов широкого спектра радионуклидов, возможность концентрирования активности в малом объеме. К недостаткам метода можно отнести сравнительно низкие коэффициенты очистки по отдельным нуклидам, сложности при разделении фаз. Для полного удаления радио ну кл идов необходима повторная специфическая обработка ЖРО. Осадок обычно

26 формируется в ЖРО в результате химической реакции. Очистка ЖРО проходит в результате реализации одного из механизмов:

- соосаждение с носителем;

- сорбция на хлопьях (хемосорбция);

- сорбция на частицах, присутствующих в отходах.

На процесс осаждения, как и на сорбцию, может влиять присутствие в отходах комплексообразователей, поверхностно-активных веществ, солевой состав растворов и т.п.

Для очистки ЖРО наиболее часто используют процессы, заимствованные из области водоподготовки:

- содо-известковое умягчение;

- фосфатное осаждение;

- осаждение гидроокисей;

- оксалатное осаждение.

Выбор способа осуществляют исходя из конкретных условий, а также природы отходов, учиты вая наличие органических соединений, рН, коррозионной способности и др. Содоизвестковый метод в сочетании с обработкой иллитовой глиной используется для очистки низкоактивных отходов Окриджской Национальной лаборатории [93]. Этим достигается

137 извлечение ~ С б до 91%. Общая степень извлечения (3-активных р ад ио н у к л и до в составляла 94%. Процесс позволяет удалить радионуклиды и редкоземельные элементы (952г,95№>). Их содержание после осаждения СаСОз снижается примерно на порядок. В прошлом этот процесс широко использовался для удаления стронция, но сейчас он заменяется на более эффективные.

Более эффективным методом удаления радионуклидов стронция является фосфатная коагуляция [94], в основе которой лежит получение труднорастворимого гидроксилапатита ЗСаз(Р04)2*Са(0Н)2, обладающего

27 хорошими сорбционными свойствами по отношению к тем радионуклидам, которые могут замещать кальций в структуре этого соединения. Соосаждение с кальцием методом фосфатной коагуляции при рН 11-11,5 позволяет выделить >99% стронция. Осаждение металлов в процессе фосфатной обработки происходит также с образованием труднорастворимых простых фосфатов:

ЗМП+ + пР043" -> МзСРОД^ , где Мп1 — Ре3+, Со2+, Л13' ,Са21 и так далее.

Для удаления радионуклидов, не образующих труднорастворимые фосфаты, проводят обработку другими соосадителями.

Для обработки ЖРО часто используют процесс осаждения гидроокисью железа. Осаждение гидроокисью алюминия применяют значительно реже в связи с его меньшей эффективностью соосаждения радионуклидов. Тем не менее, для очистки некоторых типов отходов используется коагуляция солями алюминия [95].

Существуют примеры применения процесса соосаждения гидрокеида железа в сочетании с обработкой отходов пульпой гексацианоферрата никеля [94,96]. Образование гидроокисей железа проходит при рН 9-10,5 из присутствующего в отходах железа. Отделение твердой фазы проводят ультрафильтрацией. При коагуляции гидроокисью железа максимальный эффект достигается для радионуклидов поливалентных легко гидролизующихся металлов (144Се, 95Хг, 9эМЬ и др.), а также трансурановых элементов (239Ри, 241 Аш) [93, 97]. Эффективность очистки (Коч) для трансурановых нуклидов составляет 1000 и более. Для соосаждения радионуклидов в качестве коллекторов также используются гидроокиси титана, циркония, магния, марганца и хрома. Осаждение в виде оксалатов обычно проводят из кислых отходов.

Для отдельных радионуклидов 147Сз, 908г, |3|1, 60Со соосаждение в вышеперечисленных системах не всегда удовлетворяет требованиям по

28 степени очистки. В этих случаях для увеличения степени очистки проводят дополнительное осаждение с использованием селективных осадителей. Для выделения радионуклидов цезия и кобальта используют ферроцианидное осаждение. Так, в работе [98] отделение радионуклидов цезия и кобальта из модельных отходов РШ1, содержащих ПАВ и полифосфаты Ка3 проводили с использованием гексацианокобал ьтата(3) калия. Радиоактивный кобальт соосаждали при добавлении растворимой соли Со2+ в виде гексацианокобальтата(3) кобальта(2). Цезий сорбировался на осадке в процессе его формирования. В интервале рН 7-9.5 соосаждение 60Со составило около 80%.

Исследование химического осаждения радионуклидов цезия и кобальта из модельных и реальных отходов, в том числе и из кубового остатка ЖРО с использованием различных солей гексацианокобальта (3) описано в [99]. Осаждающими агентами были гексацианокобальтат (3) калия и растворимые соли Мп, Ре, Со, N1 и Си. Показано влияние рН на эффективность осаждения. При рН 8,3 из модельных отходов извлекалось 100% цезия и 70% кобальта. Опыты на реальных отходах показали более скромные результаты — 1,5% кобальта было переведено в осадок. Низкая степень очистки кобальта из реальных отходов вероятно обусловлена комплексными формами выделяемого иона.

Для повышения коэффициентов очистки по 908г в последнее время используют его соосаждение с сульфатом бария. Примером может служить переработка низко- и среднеактивных отходов на «Кожема» [94, 100].

При очистке стронция хорошие результаты были получены при использовании системы Са(ОН)2 + Ре§04-7Н20 [100]. В результате взаимодействия извести с сульфатом двухвалентного железа и перехода гидроокиси Ре(2) в Ре(З) образуется два коллектора Са304 и Ре(ОН)3, с которыми осаждаются как легко гидролизующие нуклиды, так и стронций.

29

Кобальт и рутений обычно плохо концентрируются на осадках. Наиболее эффективна очистка от кобальта при осаждении на оксигидратах циркония, хрома и марганца [101].

Часто в схемах очистки ЖРО используют сочетание осадительных и ионообменных способов. Наиболее простым решением является добавление тонкоизмельченных сорбентов в очищаемую среду вместе с коагулирующими добавками. В качестве сорбентов используются неорганические вещества (бентонит, монтморилонит, тобермориты, илитовые глины, ферроциан идные пульпы, гидратированная двуокись марганца и т.д.) [93, 102-103] и органические вещества.

1.1.9 Мембранные методы очистки.

Для переработки некоторых типов ЖРО все большее применение находят мембранные методы, в основном обратный осмос, ультрафильтрация, электродиализ и микрофильтрация [108-111]. Очистка растворов или мелкодисперсной фазы достигается избирательным прохождением через мембраны воды (обратный осмос), ионов (электродиализ) соответственно за счет перепада давления или электрического потенциала. Ул ьтрафил ьтрация и микрофильтрация отличаются от обратного осмоса использованием мембран с более крупными порами.

Через мембраны ультра- и микрофильтров проходят все частицы с меньшими, чем величина пор размерами. Описание мембранных процессов представлены в работах [108-111]. Рабочие давления в ул ьтрафил ьтрах значительно ниже, чем в аппаратах обратного осмоса и обычно не превышают 1 МХ1а .

При осуществлении процессов мембранной очистки, энергозатраты значительно меньше, чем при дистилляции. Например, расход энергии на обессоливание 1м морской воды различными методами составляет, квт-ч [112]:

30 многоступенчатая дистилляция — 63,3; электродиализ обратный осмос

35,8;

3,7.

Нижний предел засоленности отходов, при котором целесообразно использовать электродиализ — 200-400 мг/л [113]. При меньших значениях резко падает электрическая проводимость растворов. Обратный осмос наиболее предпочтительно использовать для переработки отходов с со л eco держанием 0,5-5 г/л [114]. Верхние пределы концентрирования ограничены экономической целесообразностью и, как правило, не превышают несколько десятков грамм в литре.

Сравнительный анализ экономических аспектов мембранных технологий рассмотрен в работе [115]. В процессе очистки ЖРО электродиализом концентрацию солей в очищаемом растворе поддерживают на уровне >200 мг/л с помощью неактивных солей NaCl, Na2S04 или Ca(N03)2 [116, 117]. При этом эффективность очистки раствора возрастает.

24 42 137 90

Дезактивация отходов ог радионуклидов Na, К, Cs и Y проведена в работе [118] с использованием в качестве носителя NaCl. Электродиализ может обеспечивать очистку только от ионных форм радионуклидов, преимущественно от нуклидов елабогидратированных. Очистка от легкогидролизующихся радионуклидов практически не происходит и для очистки от них используют коагуляцию [119].

Электролизаторы с биполярными мембранами могут быть использованы для выделения из ЖРО солевых компонентов.

Так, в работах [120, 121] приводится описание технологии и установки для выделения щелочей и азотной кислоты из отработанных регенерационных растворов фильтров очистки теплоносителей. Расход электроэнергии при извлечении HNO;, из кислых десорбатов колеблется в пределах от 3 до 7,2 кВт-ч/кг HN03 и зависит от остаточной концентрации кислоты. Извлечение щелочи из щелочных десорбатов проходит с большими

31 затратами электроэнергии 5,5-10 кВт-ч/кг NaOH. Для более глубокого обессоливания кислые и щелочные десорбаты смешивали и направляли на вторую стадию электродиализа.

Процесс ультрафи л ьтрации целесообразно использовать для очистки ЖРО, когда большая часть радионуклидов ассоциирована на взвесях и коллоидах. Часто для повышения степени очистки радионуклиды переводят в соединения, имеющие большие размеры молекул.

Ул ьтрафи л ьтрация, как и микрофильтрация, найдет, вероятно, лишь ограниченное применение в качестве самостоятельного метода очистки. Эти методы целесообразно сочетать с химическим осаждением, что позволяет сократить время разделения фаз и расход реагентов [124]. Кроме того, у j 1 ьтраф и JI ьтрац и ю используют как подготовительную операцию перед процессами ионного обмена и обратного осмоса.

В работе [125] описано использование обратного осмоса для очистки борсодержащих отходов. Борная кислота за счет слабой диссоциации вместе с водой проходит через специально подобранные мембраны. Этот метод может быть использован перед упариванием борсодержащих растворов и их повторным использованием в цикле АЭС [126].

При переработке ЖРО методами обратного осмоса и у л ьтраф и л ьтраци и необходимо учитывать высокое давление в аппаратах и, следовательно, особо строгий контроль за активностью и использовать особо надежные насосы.

В США установки обратного осмоса применяют для очистки прачечных вод АЭС. На АЭС «Джинна» коэффициент очистки составил от активности ~ 100, от солей 20, достигнуто сокращение объема в 40 раз.

32

Заключение диссертации по теме «Ядерные энергетические установки, включая проектирование, эксплуатацию и вывод из эксплуатации», Онуфриенко, Сергей Викторович

3.7 Выводы

Г) Результаты исследований позволили обосновать более совершенные технические решения как по схемам систем обращения с ЖРС и ЖРО, так и по оборудованию (выпарной аппарат системы очистки продувочной воды, ионоселективные фильтры, передвижные модульные установки дезактивации).

2) Технические решения по системам сбора и переработки ЖРС для проекта АЭС с ВВЭР-640 обеспечивают минимальное поступление радиоактивных веществ в окружающую среду с нерадиоактивными дебалансными водами (удельная объемная активность которых ниже допустимой удельной активности).

3) Проведенная оценка радиационного воздействия энергоблока ВВЭР-640 при эксплуатации в номинальном режиме и аварийных ситуациях, показала надежную обеспеченность защиты населения и окружающей среды.

Годовой сброс радиоактивных веществ в окружающую среду с жидкими нерадиоактивными средами составляет менее 100 МБк/год в расчете на блок.

Для надежного обеспечения критерия радиационной безопасности персонала, в проекте установлен дополнительный критерий - предел на коллективную дозу персонала при эксплуатации энергоблоков равный 5 чел-Зв/год на один ГВт установленной электрической мощности и целевой предел на коллективную дозу при проведении регламентных работ,

126 связанных с дозозатратами при разборке, сборке, осмотре оборудования и перегрузке топлива, - 0.5 чел-Зв/год на один ГВт установленной электрической мощности.

4) Принятые в проектах АЭС нового поколения технологические решения по системам обращения с ЖРС и ЖРО позволили значительно сократить расчетное количество РАО по сравнению с существующими аналогичными блоками типа ВВЭР.

Экономический эффект от уменьшения количества ЖРО за счет внедрения принятых технологических решений составляет более 4 млн $/год на один блок.

Результаты сопоставления приведены в таблице 3.7-1.

4 Заключение

В представленной работе рассмотрено состояние проблемы по накоплению и обращению с ЖРС и ЖРО на действующих АЭС с ВВЭР. Проведенный анализ показал отсутствие единого комплексного подхода к реализации технологических решений, связанных со сбором и переработкой ЖРС и кондиционированием ЖРО. Отсутствие комплексного подхода к решению этих проблем привело к накоплению на площадках АЭС больших объемов ЖРО, основными составляющими которых являются нерадиоактивные компоненты.

Хранение на промышленной площадке ЖРО в некондиционированном виде негативно сказывается на радиационной безопасности АЭС и снижает тех н и ко-эконом и ч ее кие показатели.

На базе проведенных систематизации и анализа существующих проектных решений, опыта эксплуатации АЭС и имеющихся разработок в области обращения с ЖРС и ЖРО были сформулированы принципы проектирования, позволяющие значительно минимизировать объемы ЖРО, снизить капитальные затраты и повысить безопасность АЭС.

Комплексный анализ существующих и перспективных методов и способов очистки позволил сформулировать и обосновать концепцию технологии обращения с ЖРС. Основными моментами этой концепции являются следующие:

- Дифференцированный сбор и переработка стоков в зависимости от солесодержания и активности.

- Максимальное использование безреагентньгх методов очистки ЖРС -использование термического метода в СОИ В ПГ.

- Использование ионоселективных сорбентов для выведения радионуклидов цезия из ЖРС.

128

- Исключение из регламента работы ионообменных фильтров, предназначенных для очистки низкосолевых среднеактивных сред, процесса регенерации.

- Использование передвижных модульных систем дезактивации.

- Применение низкореагентного, малоотходного однованного химического метода дезактивации оборудования.

Для отверждения ЖРО был обоснован метод цементирования и затаривание цементного компаунда в бетонный контейнер. Указанные мероприятия обеспечивают долговременное, надежное хранение на площадке АЭС и возможность безопасной транспортировки в случае необходимости.

I (роведено расчетное обоснование г абаритных характеристик выпарного аппарата СОПВ ПГ, а также расчетный анализ процессов, протекающих в испарительной и сепарационной частях выпарного аппарата. Работоспособность узла ввода продувочной воды в выпарной аппарат и расчет захвата пара были подтверждены экспериментом.

Научно обоснованные принципы минимизации образования радиоактивных отходов и конкретные рекомендации по организации технолог ических процессов обращения с ЖРС и ЖРО реализованы в проекте АЭС нового поколения с ВВЭР-640 и Тяньвапьской АЭС в Китае с ВВЭР-1000, а также будут использоваться в проектах АЭС, предполагаемых к сооружению в ближайшее время.

Список литературы диссертационного исследования кандидат технических наук Онуфриенко, Сергей Викторович, 2002 год

1. Корчагин Ю.П., Симагина М.И., и др ; Отчет по испытаниям на Калининской АЭС.

2. Бургер К., Органические реагенты в неорганическом анализе, Москва, "Мир",1975г, стр 46.

3. Лурье Ю.Ю. Справочник по аналитической химии, Москва, "Химия", 1989г, стр. 328.

4. Вяткин В.Е.,Петров А,И., Михайлова Т.В. и др., Очистка отработавших растворов спецпрачечной от поверхностно активных веществ и соединений фосфора, Л, 1989, стр. 39.

5. Очкин А.В., Михайлов Г.Г., и др. Разрушение озоном неионогенных ПАВ вод спецпрачечной. Отчет РХТУ им. Д.И. Менделеева, Москва, 1990.

6. Хубецов С. Б., Минаев С.А., Корчагин Ю.П., Отчет ВНИИ АЭС, Очистка вод спецпрачечной методом реагентного окисления и селективного ионного обмена, Инв. N07/0093, 1982, стр 27.

7. Чемичев Э. (Франция, SON). Передовая технология включения в цемент радиоактивных отходов. Разработки, проведенные для кубовых остатков и отработанных ионообменных смол .//Сем и нар в Обнинске.

8. Обнинск, Россия, 29.2-1.3.1996г.

9. Передвижная установка цементирования. Технический проект. // (Россия, С вер дНИИхи мм an i ). 1994г.

10. Установка отверждения Жидкие радиоактивные отходы. Технический проект.// (Россия, СвердНИИхиммаш). 1994г.

11. Köster R., Krämer R. (FRG, Kernforschungszentrum Karlsruhe)Treatment and conditioning of liquid low- and intermediate-level wastes. // См.1 1., стр. 152-15.

12. Ван Везер. Фосфор и его соединения, М., Иностранная литература, 1962.1.o A. and others (Japan, Japan Atomic Energy Research Institute) Leach test on polyethylene product of radioactive wastes. // IAEA/WMRA/13, Vienna, 1982, p. 134.

13. Долин П.И., Шубин В.H., Брусенцева С.A., Радиационная очистка воды, Наука, Москва, 1973.

14. Ю.П.Давыдов, др., Очистка сточных вод от органических примесейрадиационным методом. Отчет института ядерных исследований1. Белоруссии Л 990.

15. Kibbey A.H., Godbee H.W., A State-Oi-The-Art report on low-level radioactive waste treatment. Rep ORNL-TM-7427, Oak Ridge National Lab., TN (1980).

16. Мацкевич Г.В., Установка глубокого упаривания УГУ-1500, ТУ-ИС 1662.00.00.00.00 от 21.06.92.

17. Kunze S., Dippel Th. (BRD, Kernforshungszentrum Karlsruhe GmbH) Solidification of feed clarification sludges and spent ion exchange resins.//! AEA/WMRA/13, Vienna, 1982, p.90.

18. Silvennoinen P. (Finland, Technical Research Center of Finland)Summary of main nuclear research being done in Finland. // Nuclear Europe Worldscan, №1 1-12/1993, p.p.44-45.

19. Moriyama N., Dojuri S., Tozawa S., Shiota Y. (Japan, Japan Atomic Energy

20. Соболев И.А., Хомчик JIM., Куличенко В.В. и др. Атомная энергия, 19826 т 53, вып. 4, с 250-255.

21. Jenkins IX., Ion exchange in the nuclear industry wit particular reference to actinide and fission product separation, a review, Solvent Extr. Ion Exch. 2 (1984).

22. EA, Treatment of low-level and intermediate-level liquid radioactivewastes, Technical reports, Series N.236, IAEA, Vienna (1984).

23. Navratil J.D., Ion exchange technology in spent fuel reprocessing, RJFP

24. ABST-3639, Rockwell International Corp., Golden, CO (1985).

25. Schultz W.W., Ion exchange and absorption in nuclear chemical engeneering,

26. AICLE Symp., Series N.233, Vol. 80, (1983), p 96-106.

27. Никифоров A.C., Куличенко В.В., Жихарев М.И., Обезвреживаниежидких радиоактивных отходов, Москва, Энергоатомиздат, 1985,стр.28.1.yden D.E., Luttrell G.H., Nonidez W.K., е.а. — Anal.Chem., 1976, v.48,N . 1,p 67-70.

28. В ольх и и В.В., Селективные неорганические сорбенты и их применение, В кн. Химия и технология неорганических сорбентов, Пермь, 1980. Брэк Д., Деолитовые молекулярные сита, "Мир", Москва, 1976 г.

29. Roddy J.W., A Survey: Utilization of zeolites for the removal of radioactivity from liquid waste streans. Oak Ridge National Laboratory. Oak Ridge, Tennessee 37830, August 1981, p 20.

30. Amberson C.B., Rhodes D.W., Treatment of intermediate and low-level radioactive wastes at the National Reactor testing station (WRTS). // In: Practices in the treatment of low and intermediate level radioactive wastes., Proc., Symp., 1966, p 419-437.

31. Valkiainen M. and others (Finland, Technical Research Centre of Finland) The long term stability of bitumination product. //1AEA/WMRA/14, Vienna, 1983, p. 110.

32. Ghattas N.K., Ikladious N.E., Eskander S.B. (Egypt, Atomic Energy Authority) Treatment of spent ion-exchange resins imbedding in organic polymers. //1 AEA/WMRA/15, Vienna, 1984, p. 147.

33. Зайцев Б.А., Хубецов С.Б., Корчагин Ю.П. и др., Отчет ВНИИАЭС и ИФХАН СССР "Очистка дебалансных вод АЭС от радионуклидов цезия и стронция с помощью неорганических сорбентов".,Per. N80066906, Москва, 1981, с.39. Technocrat, 1975, 8, N2, р 42-43.

34. Bickford D.F. (USA, Westinghouse Savanna River Company) Vitrify to delist to dispose: ion-exchange resins. // 1AEА/WMRA/22, Vienna, 1995, p.p.310-311.

35. Hofstetter K.J., Hitz C.G., The use of the submerged demineralizer system at Three Mile Island, Separation science and technology, 18 (14&15), p 17471764.

36. Sanchez H.F., Quinn G.J., Submerged demineralizer system processing of TM1-2 accident waste water., U.S. Department of Energy, Report GEND-031, (Feb. 1983).

37. Baik M.H.,e.a., Adsorption of cobalt on bentonite in the presence of EOT A.,см. ссылку 51, р 1109-1111.

38. Dozol J.F.,e.a., Aplication d'Echangeurs Minéraux a la Decontamination d'Effluents Radioactifs FA/MA, Rep. EUR-10675 FR, Commission of the European Communities, Luxembourg (1986).

39. Murthy T.S., Rao K.L.N., Venkatachalam R„ e.a., Proc. Radiochem. Symp. And. Univ., Waltair, 1980, p 282.

40. Orlowsky S., Girardi F. (Commission of the European Communities) Community research on radioactive waste: a twenty-year programme.

41. Radioactive waste management and disposal. Proceedings of the Third European Community Conference on Radioactive waste management and disposal, Luxembourg, 17-21 September 1990. Elsevier Applied Science, -London and New York, 1991, p.p.! 1-21.

42. Хубецов С.Б., Корчагин Ю.П., Малинина Е.И., Изучение сорбционной очистки отходов АЭС, содержащих борную кислоту, от радионуклидов цезия кобальта на неорганических сорбентах., Отчет инв. N225-83-07, 1983.

43. Хубецов С.Б., Корчагин Ю.ГТ. Изучение сорбционных свойств неорганических сорбентов с целью возможного их использования для очистки вод АЭС от радионуклидов. Отчет ВНИИАЭС, инв.ОЭ-1378/82, Москва,

44. Акт испытаний сорбционных свойств сорбента НЖС, используемого для очистки дренажных вод первого контура ВВЭР. Утв. гл. инж. НВАЭС 03.04.85.

45. Bilewicz А., Adsorption of radionuclides on oxide sorbents and impregnated porous membranes under high temperature conditions, (см. ссылку 3). К a warn ura F., Fanabachi K., Kikuchi M„ Oshumi K., Nucl.Technol., 65, (1983), 105.

46. Bonhomme N., Menjeaud C., Poyet C., Nucl.Eng.International 34, (1989), 51.

47. Проект АЭС с водо-водяным реактором средней мощности, ГО Б, СПбЛЭП.

48. Phillips D.C., Worrall G., Johnson D.I. (Great Britain, United Kingdom Atomic Energy Authority) Development of polymer modified cements. // IAEA/WMRA/16, Vienna, 1985, p.344.

49. Phillips D.C., Hitchon J.W. (Great Britain, United Kingdom Atomic Energy Authority) Assessment of polymers and polymer modified cements for the immobilisation of intermediate level wastes from reprocessing. //

50. EA/WMRA/16, Vienna, 1985, p.344.

51. Kalb P. (USA, Brookhaven National Laboratory) Polymer solidificaton national effort.

52. Haigh C.P. (Great Britain, Nuclear Electric)The minimisation and volumereduction of waste at UK nuclear power stations. // Works of WANO-PAM5 CENTRE WORKSHOP WASTE-TREATMENT, October 9-11, StuttgartPhilippsburg, Germany.

53. Gestermann G. (Germany, GNS) Different treatments in the conditioning of ion-exchange resins in German power plants. // См.81. Santraille S. and others. Three basic options for the management of PWR waste. //См. [69], p.p.25-38

54. De la Huebra A.G., Howard C.G., Van Dalen A., Brugnot C., Loida A., Riedel H.J. Progress in the field of immobilization processes. // См.69., p.p.l 13-130.

55. Коростелев Д.П. Обработка радиоактвных вод и газов на АЭС. // Москва, Энергоатомиздат, 1988г. 151стр.

56. Germany, Siemens AG) Radwaste confinement. // См. 86., p.p.656-661.

57. Borzunov AI., Masanov O.L., Maptynova M.K. (Russia, VMINM) The experience of industrial oheration of NPP installations for LRW bituminization. // Cm. 86., p.p.688-689.

58. Jeffers T.H., Ferguson C.R., Seidel D.C., Biosorption of metal contaminants using immobilised biomass, Biohydrometallurgy, Jackson Holl, 1989, p 317327.

59. Radioactive wastes advanced management methods for medium active liquid waste: Ed K.W.Caley-Macauly, R.G. Gutman, E.W. Hooper, e.a., Brussel, Luxemburg, Harwood Academic Publishers, 1981.

60. Clark D.E., Lerch R.E., Volume reduction options for the management of139low-lewel radioactive wastes. In: Management of low-level radioactive waste./Ed. by M.W.Carter, e.a. — N.Y. etc., Pergamon Press, 1979, v 1, p 235-287.

61. Merhael F.M., Ibrahim G.S., Aly H.F., Выделение 134Cs и 60Co из отходов PWR с использованием гексацианокобальтата(З) кобальта(2). Radioactive Waste Management and Nuclear Fuel Cycle, 1988, vol. 11(1), p. 77-87.

62. Fikry M.M., Chemical precipitation of cesium and cobalt from simulatedand real reactor waste solutions with hexacyanocobaltate (3) salts, Radiochimica Acta, 42, 1987, p 155-158.

63. Lefevre j., Les Dechets Nucléaires, Synthesis Book Serier, Commissariat a l'energie atomique, Eyrolles, Paris (1986).

64. Ташпулатов Д., Блоки из пульп, полученных при коагуляции монтморилонитовыми глинами малоактивных сточных вод и получения радиоактивных изотопов. Ташкент, ФАН, 1979, с 23-30.

65. Алимджанова Д.И., Повышение эффективности коагуляции при очистке жидких радиоактивных отходов. Доклад АН УзССР, 1978, N 7,сез 3638.

66. Mahmoud K.A., e.a., United Arab Republic programme for management and treatment of low- and intermediate-level radioactive wastes., ibid., p 411140417.

67. IAEA-TECDOC-654. Handling and treatment of radioactive aqueos wastes, IAEA July 1992, p 50-54.

68. Дытнерский Ю.И., Обратный осмос и ультрафильтрация. Москва, Химия, 1978.

69. Future industrial prospects of membrane processes. Edited by L.Cecille and J.C.Toussaint. Basic research in industrial techlologiel for Europe radioactive waste management and disposal. Brussels, Belgium, 6-7 December 1988.

70. Хванг C.T., Каммермейер К., Мембранные процессы разделения, Москва, 1981.

71. Pletcher D., Walsh F.C., Industrial electrochemistry, Chapman and Hall, 1990.

72. Milligan T.J. Treatment of industrial wastewaters. Chem. Engug., 1976, v 83, N 22 (Deskbook Issue), p 49-66.

73. Industrial processing with membranes. Ed.: R.E. Lacey, S. Loeb. N.Y., Willy Interscience, 1972.

74. Membrane separation process. Ed.: p. Meares, Amsterdam: Elsevier, 1976.

75. Strathmann H. Economical evaluation of the membrane technology., 2, p 4155.

76. Sugimoto S. Removal of radioactive ions from nuclear waste solutions by electrodialysis, J. Nucl. Sci. Technol., 15, 1987, p 753-759.

77. Sugimoto S., Aikawa H. Removal of radioactive ions by multi-step electrodialysis, Geushiryoku-Gakkaishi, 22, 1980, p 813-820.

78. Miyagawa M., Mizutani T., Miri M., Ohichi I., Volume reduction system of141radioactive waste by electrodialysis, Karuoku Genshi Ruoku Hatsuden, 30,1979, p 351-364.

79. Раузен Ф.В., Кулешов Н.Ф., Трушков Н.П. Применение ионного обмена и электродиализа для очистки жидких радиоактивных отходов. Атомная энергия, 1978, т 45, вып.1, с 49-53.

80. Раузен Ф.В., Дудник С.Н. и др. Журн. прикладной химии 8, 1968, стр. 1758.

81. Масанов O.JL, Дудник С.Н., Туровский И.П. и др. Переработка солевых регенератовсистемы спецводоочистки АЭС методом электродиализа., Атомная энергия, т 79, вып. 1, июль 1995, стр. 26-34.

82. Toshio Sawa, Yasuo Hirose, e.a., Development of electrochemical dinitrification from waste containing ammonium nitrate, p 1089-1093.

83. Roberts R.C., Koenst J .W. Removal of plutonium and uranium from process steams using ultrafiltration membranes. In.: Management of low-level radioactive waste. N.Y., Pergamon Press, 1979, v. 1, p 393-398.

84. Smyth M.J., Cumberland R.F. Patent UK-1590828. Improvements in relating to separation processes. 25.10.76,44279.

85. Carley-Macauly K.W., Gutman R.G.,e.a., Radioactive waste: Advansed management methods for medium active liquid waste., Radioactive waste management, vol. 1, Harwood Academic Publishers for the CEE, Luxembourg (1981).

86. Basner C., Hillmer T., Markind J., Waste boric reclamation. Proc. Symp. on Waste Management, Tucson, Arisona, Feb. 1981, vol. 2, p 789.

87. Nuclear Power Waste Technology/Ed. A.A.Moghissi, H.W. Godbee, e.a.-N.Y.: Amer.Soc. of Mechanical Engeneers (ASME), 1978.

88. Онуфриенко C.B., Багерман M.P., Ландухов В.П., Ефимов Ю.М. Авторское свидетельство № 1335005 "Системы переработки жидких радиоактивных отходов"142

89. Зарегистрирован в Государственном реестре изобретений 01.05.1987 г.

90. Онуфриенко C.B., Багерман М.Р., Беляев В.Н., Гершевич Б.А., Зубков

91. A.A., Кректунов О.П. Патент № 2100041 на изобретение "Выпарной аппарат для очистки продувочной воды парогенерирующей установки атомной электростанции"

92. Зарегистрирован в Государственном реестре изобретений 27.12.1997 г.

93. Онуфриенко C.B., Багерман М.Р., Французов А.П., Миловская Л.А. Решения по минимизации образования, организации сбора и переработке жидких радиоактивных сред в проекте АЭС нового поколения с ВВЭР-640. Теплоэнергетика. 1995. № 12. С. 28-31.

94. Шарыгин Л.Д., Моисеев В.Е., Муромский АЛО., Сараев О.М., Морозов

95. B.Г. Дезактивация теплоносителя бассейнов выдержки АЭС неорганическим сорбентом фосфатом циркония. -Атомная энергия, 1994. т.77, N4, с. 308-313.

96. Шарыгин Л.Д., Муромский А.К)., Моисеев В.Г., Сараев О.М., Морозов В.Г. Испытания селективного сорбента Термоксид-3 А для очистки от радионуклидов теплоносителя бассейна выдержки Белоярской АЭС. -Атомная энергия, 1996, т.80, вып.4с.279-282

97. Шарыгин Л.Д., Моисеев В.Г., Пышкип В.П., и др. Синтез фосфатов циркония, титана и олова золь-гель методом и исследование их свойств. Изв. Ан СССР. Неорганические материалы. 1983, т. 19, N11, с. 1899-1902

98. Ампилогова Н.И., Симановский Ю.М., Трапезников A.A. Дезактивация в ядерной энергетике/Под ред. В.М. Седова. М.: Энергоиздат, 1982.143256 с.

99. Технические предложения по комплексу технологий и технических средств дезактивации поверхностей помещений, емкостного оборудования и транспортно-технологического оборудования для АЭС нового поколения. ВО ВНИПИЭТ, 1992г.

100. Методы выделения цезия и кобальта на ионоселективных сорбентах. Отчет ВНИИАЭС тема 487 1989г.

101. Акт опытно-промышленных испытаний селективных сорбентов НЖА по очистке трапных вод. Утвержден Главным инженером Калининской АЭС Н.Н. Давиденко, 7.12.1989г.

102. Сорбент марки термоксид-ЗА. Технические условия. ТУ 6200-301-12342266-95

103. Обоснование применения сплава на основе титана для СОВГТ ГТГ АЭС с ВВЭР-640. ЦНИИ КМ «Прометей» 1993г.

104. АЭС с ВВЭР-640. Система очистки продувочной воды парогенераторов. Техническое задание. БВАИ. 061632.003 13 изм. 1, СПбАЭП, НПО ЦКТИ. СПб, 1996г.

105. АЭС с ВВЭР-640. Система очистки продувочной воды парогенераторов. Технический проект. БВАИ. 061632.004 ОП Альбом № НПО ЦКТИ СПб, 1997г.

106. Технико-экономическое обоснование применения титановых сплавов для выпарных аппаратов и доупаривалей СО.ПВ ПГ АЭС с ВВЭР-640. Технический отчет ЦНИИ КМ "Прометей". Уч. № 151, СПб, 1997 г.

107. Правила устройства и безопасной эксплуатации оборудования и трубопроводов, атомных энергетических установок. ПН АЭ Г-7-008-89.

108. Общие положения обеспечения безопасности атомных станций. ПН АЭ 11 -011-89 (ОПБ-88).

109. Оборудование и трубопроводы атомных энергетических установок. Сварка144и наплавка. Основные положения. ПН АЭ Г-7-009-89.

110. Оборудование и трубопроводы атомных энергетических установок. Сварные соединения и наплавки, Правила контроля. ПН АЭ Г-7-010-89.

111. Нормы расчета на прочность оборудования и трубопроводов атомных энергетических установок. ПН АЭ Г-7-002-86.

112. Нормы проектирования сейсмоустойчивых атомных станций . ПН АЭ Г-5-006-87.

113. Спецусловия поставки оборудования, приборов, материалов и изделий для объектов атомной энергетики

114. Теплобменное оборудование паротурбинных установок. Отраслевой каталог. НИИЭИНФОРМЭНЕРГОМАШ. М., 1984 г.

115. Стерман Л.С. и др. Влияние гравитации на эффективность осаждения капельной влаги в жалюзийных сепараторах. Энергетика (Известия Вузов) № 1,М„ 1989 г.

116. Сепараторы-пароперегреватели турбин АЭС. Расчет и проектирование. РТМ 108.020.107-84, НПО ЦКТИ, Л., 1986 г.

117. Кутепов A.M., Стерман Л.С., Стюшин Н.Г. Гидродинамика и теплообмен при парообразовании, Высшая школа, М., 1977.

118. Идельчик И.Е. Справочник по гидравлическим сопротивлениям, Машиностроение, М, 1979.

119. Гидравлический расчет котельных агрегатов. Нормативный метод. Под редакцией В.А. Локшина, Энергия, М„ 1978.

120. Розен A.M., 1 " о л у б С.И., Вотинцева Т.И. К расчету транспортируем ого уноса при барботаже, Теплоэнергетика № 11, 1978.

121. Изменения к отраслевому стандарту "Водно-химический режим второго контура атомных электростанций с реакторами типа ВВЭР". Технические требования к качеству рабочей среды, средствам его поддержания и контроля. ОСТ 34-37-769-85.

122. Руководящие указания. Водно-химический режим паротурбинных установок энергоблоков, СКД, Вып. 52, НПО ЦКТЙ, Л., 1985. Полянин Л.Н. и др. Теплообмен в ядерных реакторах, Энергоиздат, М., 1982.

123. Стерман Л.С., Девянин В.А., РафаелянА.В. Влияние влажности пара на эффективность работы различных типов жалюзийных сепараторов, Изв. Вузов, Энергетика, 9-10, М, 1992.

124. Ривкин С.Л., Александров A.A. Теплофизические свойства воды и водяного пара. Энергия, М, 1980.

125. Идельчик И.Е. Справочник по гидравлическим сопротивлениям. Госэнергоиздат, М-Л., 1960.

126. Чиркин В. С. Теплофизические свойства материалов ядерной техники. Атомиздат, М., 1968.

127. Парогенераторы АЭС прямоточные с трубами в виде винтовых элементов. Расчет тепловой и гидравлический. РТМ 108.300.01-81, НПО ЦКТИ, Л., 1983.

128. Справочник по технической акустике. Под редакцией М. Хекла и Х.А. Мюллера, Судостроение, Л., 1983.

129. Оборудование теплообменное АЭС. Расчет тепловой и гидравлический. РТМ 108.031.05-84.

130. Водный режим тепловых электростанций, под редакцией Т.Х. Маргуловой, Энергия, М.-Л., 1965, 384 стр.

131. Агеев А.Г., Карасёв В.В., Серов И.Т., Гитов В.Ф., Сепарационные устройства АЭС, Энергоиздат, 1982, - 169 с тр.

132. Кутателадзе С.С., Сгырикович М.А., Гидравлика газожидкостных систем, -ГЭИ, М.- Л., 1958, 232 стр.

133. Розен A.M., Голуб С.И., ВотинцеваТ.И., О природе степенной зависимости транспортируемого уноса от скорости пара при барботажс, Теплоэнергетика, № 9, 1976, стр. 55-59.

134. Кудинов Г.Н., Фомичев М.С. Исследование захвата пара в опускной участок циркуляционного контура корпусного кипящего реактора, сб. Вопросы Атомной науки и техники, Серия: физика и техника ядерных реакторов, Вып. 3 (16), с. 43-47.