放射性废物处理

2024-05-05

放射性废物处理（精选十篇）

放射性废物处理篇1

关键词：核电厂,放射性,固体废物,处理技术

0前言

近些年来核电厂呈现出了较高较快的发展势头, 现今作为一种既具备了安全干净性, 又具备了经济可靠性的能源——核能, 越来越被人们所熟知并且认可。但是在核能的实际生产过程中则会出现一定的废物, 如果没有对这些废物给与较好的及时性的处理, 那么具备了辐射性的废物就会给工作人员以及周边性具名带来安全影响。

1 初探固体性核能废物的主要来源和分类

1.1 主要来源

核电厂进行核能生产不可避免会产生一定的固体性废物, 而这些废物主要是由核电厂进行生产设备大修以及运行事件换料而产生。所有固体性废物均需要经过TES废物系统进行实际处理。

1.2 主要分类

固体性废物从本质上来分类主要是分为三大类, 分别是工艺类和技术类以及其他类。

首先从工艺类的废物来讲, 这类废物主要是源于核能实际生产过程中, 与运行生产状况具有一定的关联性。如果是核电厂进行气体处理那么在碘补集器中会产生碘气凝胶废物, 而如果是核电厂进行液体处理那么在粒子过滤器中会产生交换树脂废物。此外工艺类的废物还包含了硼酸浓缩凝胶以及淤积物和皮树脂[1]。其中硼酸浓缩凝胶主要是指核能生产中排放出的硼酸废水已经超过了活性排放值, 而对其进行实际过滤之后依然无法将其中化学杂质进行排除, 进而最终冷却之后形成硼酸浓缩废物;而淤积物则主要是指在核能生产的集水控制区域之内, 生产设备长时间运行进而出现较多的杂物废物, 沉淀之后在设备底部进行不断沉积, 而这些淤积物也属于工艺类的废物。如果没有给与这些废物较好的处理, 则很有可能会造成生产过滤器的磨损, 最终影响实际核能的有效生产;而皮树脂这种工艺类的废物主要是指核电厂在进行回路水的实际盐除处理过程中杂质离子逐渐被饱和进而导致净化功能逐渐降低, 而净化功能在降低的情况下就会产生皮树脂这种废物。

其次从技术类的废物来讲主要是指核能生产之后产生的一系列相关废物, 包含了已经使用过的胶布以及工作服和相关塑料布以及鞋子手套等等。这些废物能够进行有效压缩因而又被称之为是压缩性的废物。还有一些则是不能够被充分压缩的相关废物, 主要是指已经使用过的木板以及保温箱和设备零件等等。

最后从其他类的废物来讲主要是指在核电厂中进行较为频繁的启停操作进而产生的废油束棒以及污染燃料等等。

2 探析固体性核能废物的实际处理

2.1 TES废物系统

对于核能生产中产生的相关固体性的废物, 需要利用废物系统给与有效性处理。对于该种废物系统而言主要是采用了M-RCC工程设计技术, 能够有效的通过各种废物特点以及不同废物实际放射度来进行区别性的分类[2]。在实际分类过程中通过手动操作或者是远距离的电视控制操作进行, 整个废物系统不设置相应的自动操作, 也就是说无论是手动性操作还是远距离性的电视控制操作都是可以在连锁的状态下完成。

2.2 处理工艺

在对固体性的核能垃圾废物进行实际处理的过程中, 需要充分的利TES废物系统, 具体处理工艺为:首先需要对固体性的废物进行有效的收集, 划分具体收集点并且在上面铺设相应的收集塑料袋或者是不可压缩性的收集袋和收集桶等等, 而如果是收集过程中遇到了大于3msv/h的相关性废物需要及时的通知收集管理组进行有效收集方法的研究探讨。此外所有的收集点均需要安置在相应的辅助通道之内, 然后在此基础上通过废物系统本身具备的分类功能予以较为完善的区别性分类。主要分为硼酸浓缩凝胶以及皮树脂和废虑芯、检修废物这四大类。对于这四大类分拣废物需要给与不同的处理方式。首先从检修废物来讲, 需要对其进行废物大小不同分拣和实际测量, 然后依据是否可以进行压缩具体进行打包性处理以及装桶性处理。其次从废滤芯来讲需要进行脱水处理, 之后给与其相应的剪切, 利用混凝土进行严格的固定和打包[3]。其三从皮树脂来讲主要处理方法可以是直接进行焚烧, 还可以进行湿法氧化或者是利用聚合物给与严格固定。再或者是利用水泥对其进行加固, 最终严格打包。最后从硼酸浓缩凝胶来讲需要对其利用水泥或者是沥青进行严格固定和打包。上述所有四种废物在最终打包之后统一放置于暂存库中。相关处理工作人员需要在实际处理操作过程中穿戴相应防辐射工作套服, 同时在处理环节中需要时时检测放射量的实际强度。除了将所有废物放置于暂存库中之外还可以将其安置在移动储存库中, 所谓的移动储存库也就是大型的卡车集装箱, 这种储存方式更加方便同时具备了一定的安全性。总结来讲在对这些固体性的废物给与良好处理的时候一定要注重将其正确的予以分类, 然后针对不同种类的废物实施不同的处理工艺或者是处理方式。

3 结论

综上分析可知随着我国科技的不断更新各种先进技术不断出现, 而对于怎样较好的处理核能生产之后的废物却是全世界范围内众多研究学者较为头痛的课题。因而本研究选定这个课题具备了一定的现实价值意义。可以说在对这些固体性的废物给与良好处理的时候一定要注重将其正确的予以分类, 然后针对不同种类的废物实施不同的处理工艺或者是处理方式。这样才能真正实现安全性的高效性的处理操作目标。

参考文献

[1]王道全.探讨海阳核电厂离堆放射性废物处理技术介绍及应用分析[J].科技创新与应用, 2013 (05) :130.

[2]宋云, 吕永红.研究低中水平放射性固体废物的玻璃固化熔融炉综述[J].工业炉, 2012 (02) :16-20.

医疗放射性废物及废源处理方案篇2

1.医疗放射工作中产生的放射性固、液废物（如注射器、药杯、棉球、棉签、手套及各种药品，实验动物的粪便、尸体等），必须严格收集后，由专门人员放入设有辐射防护的专用铅污物桶中，并注明放射性核素种类、日期、活度以及最后衰变时间，衰变到规定时间后，经监测合格，按医院一般医疗废物进行处理，并详细记录。

2.放射性废气的处理必须在设有通风设备和储存处理废气装置的房间进行，同时注意散热，防止放射性废气播散至其它非放射性气体污染的区域内。

3.储存于病人体内的放射性药物，大部分随尿液排出体外，少数随粪便排出，尿液和粪便应作为放射性医疗废物处理。应由专门人员负责监督将此类病人的粪便及尿液直接进入特制的蓄便池内，衰变到规定时间经测量符合国家排放允许标准后，再排入医院医疗废水处理站。

4.医疗放射工作中产生的放射性废源，应由专门人员上报医务部，进行统一处理。

5.科室应每月对放射性废物的处理进行检查、总结，对存在问题与缺陷进行整改。

6.医务部每季度对相关科室的放射性废物的处理进行检查，对于存在的问题进行总结，并提出整改措施。

放射性洗衣废水预处理技术试验研究篇3

关键词：放射性洗衣废水悬浮物有机物过滤化学絮凝

中图分类号：TL94文献标识码：A文章编号：1007—3973（2012）009—115—02

1 引言

核电站在正常运行期间会不断产生中、低水平放射性废水，这些废水须得到妥善处理达标后方能排入环境。低水平放射性废水的一部分就是放射性洗衣废水。目前主要的较成熟的放射性洗衣废水处理技术包括：膜分离、蒸发浓缩、化学混凝、过滤、吸附和离子交换等技术。使用膜分离和蒸发浓缩技术处理废水时总会产生浓缩液，其作为二次废物必须进行固化处理，常采用混凝土固化技术。

放射性废液处理系统经常采用离子交换树脂去除废液中的离子态放射性核素，使废液的放射性水平低于排放限值。由于放射性洗衣废水中含有较多纤维类杂物及悬浮物，废水中的悬浮物会堵塞树脂孔隙，从而增大其水流阻力，也会覆盖在树脂颗粒的表面，因而降低其工作交换容量。洗衣废水中的有机物会毒化离子交换剂，交换势能较高、附着力强的有机物吸附或被交换到树脂上，阻塞了离子交换的通道。为了消除悬浮物和有机物对离子交换树脂以及整个放射性废液处理系统的不利影响，需要对洗衣废水进行预处理，降低其悬浮物的含量。由于某些核电站三废处理设施无固化设备，故不能采用膜分离、蒸发浓缩、絮凝沉淀等处理技术。本文采用多级过滤、活性炭硅藻土吸附单元，辅以化学絮凝的预处理流程，去除废水中的悬浮物和有机物，分析讨论了多级过滤器、悬浮物浓度和化学絮凝对悬浮物和有机物去除率的影响，为后续深入研究提供参考。

2 试验方法

因暂未获得真实的放射性洗衣废水，故在试验中使用模拟洗衣废水。采用粘土模拟废水中主要的悬浮物（SS），粘土在使用前均经过200目的滤布过滤。配置的废水SS浓度分别为100mg/L，240mg/L和300mg/L。废水中的有机物由洗衣液、机油以及模拟有机物组成，采用化学耗氧量（COD）表征有机物。根据相关资料确定模拟洗衣废水中的总有机碳（TOC）浓度为130mg/L，与其对应的COD浓度为323mg/L。

试验中将废水通入放射性洗衣废水预处理的各单元，依次通过50m过滤器、5—10m过滤器、0.2—1.0m过滤器和活性炭硅藻土吸附等四个单元，如图1所示。对于SS浓度为240mg/L的这组试验，一半试验在50m过滤器入口管道中加入絮凝剂，一半试验不加絮凝剂。化学絮凝剂采用浓度为35mg/L的聚合硫酸铁。采用常规方法测量各单元入口和出口处的SS和COD浓度。

3 试验结果和讨论

图2给出了多级过滤器的DFSS值随SS浓度的变化，DFSS和DFCOD均由式（1）计算得到。

其中SS入口或COD入口指某过滤单元入口水中的SS或COD浓度值，SS出口或COD出口指同一个过滤单元出水的SS或COD浓度值。

图2表明50m和5—10m过滤器的DFSS值随SS浓度的增加而增大，但0.2—1.0m过滤器的DFSS值刚开始时随SS浓度增加而增大，当SS浓度值达到特定值（210～230mg/L）之后，DFSS值随SS浓度增加而减小。

通过5—10m过滤器之后，出水中SS的粒径小于10m，然后进入0.2—1.0m过滤器。粒径在0.2m到10m的悬浮态颗粒会堵塞0.2—10m孔隙。0.2m孔隙被堵塞的速率大于10m孔隙，这就导致当SS浓度达到特定值时，悬浮物更容易从0.2m到10m间较大的孔隙通过过滤器。所以当SS浓度值达到特定值（210～230mg/L）之后，DFSS值随SS浓度增加而减小。入水口和出水口之间压力差的增加证实了这一点。

图3展示了采用化学絮凝前后各单元DFSS和DFCOD的变化。横坐标上1、2、3、4分别表示50m、5—10m、0.2—1.0m过滤器和吸附单元。

不添加化学絮凝剂时，多级过滤器的DFSS分别为1.1、1.7、2.0，总去除率为73%；在采用化学絮凝时，多级过滤器的DFSS分别为1.5、1.9、4.2，总去除率达到92%。可见，化学絮凝提高了各级过滤器的去除率，特别是0.2—1.0m过滤器的去除率，且0.2—1.0m过滤器去除悬浮物的效果最明显，该过滤器在整个预处理单元中起主要作用。

不添加化学絮凝剂时，多级过滤器和吸附单元的DFCOD分别为2.4、1.1、1.2、1.6，总去除率为80%，对有机物去除起主要作用的处理单元是50m过滤器，其次是吸附单元，5—10m、0.2—1.0m过滤器对有机物的去除基本不起作用。添加化学絮凝剂时，多级过滤器和吸附单元的DFCOD分别为3.9、1.0、1.2、1.1，总去除率达到81%。加入化学絮凝剂之后，第一级过滤器有机物去除率约增加62%，可见模拟洗衣废水中的有机物多以悬浮态存在，机械过滤可去除大量有机物。对比添加化学絮凝剂前后的试验数据可发现，有机物去除率维持在80%左右。这表明化学絮凝的引入难以提高有机物的去除率。由于多级过滤去除了大量悬浮物，故吸附单元去除有机物的效果变得很不明显。

4结论

（1）0.2—1.0m过滤器去除悬浮物的效果最明显，该过滤器在整个预处理单元中起主要作用，而且不会因是否添加化学絮凝剂而改变。

（2）50m过滤器对有机物去除起主要作用，且不会因是否添加化学絮凝剂而改变。

（3）化学絮凝可将悬浮物总去除率从73%提高到92%，但它对有机物的去除作用不大，有机物去除率维持在80%左右。

（4）在设计核电厂放射性洗衣废水处理系统时，须充分考虑预处理单元的堵塞风险，如0.2—1.0m过滤器在试验过程中已部分堵塞。

参考文献：

[1]张维润，樊雄.膜分离技术处理放射性废水[J].水处理技术，2009（35）.

[2]高永，顾平，陈卫文.膜技术处理低浓度放射性废水研究的进展[J].核科学与工程，2003（3）.

[3]G. E. McCullough.Concentration of radioactive liquid waste by evaporation[J].Ind.Eng.Chem，vol.43，pp.1505—1509，Jul.1951.

[4]郭沛涌，赖通.化学混凝法去除制革废水悬浮物的研究[J].工业水处理，2009（29）.

[5]魏俊明，薛俊峰，俞建明，等.秦山第三核电厂放射性废液处理系统性能改进[J].核动力工程，2007（28）.

[6]A. E. Osmanlioglu.Treatment of radioactive liquid waste by sorption on natural zeolite in Turkey[J].J Hazard Mater，vol.137，pp.332—335，Sep.2006.

[7]S. H. Lee and H. Chung.Ion exchange characteristics of palladium and ruthenium from a simulated radioactive liquid waste[J].Separation Science and Technology，vol.38，pp.3459—3472，Feb.2007.

[8]车春霞，滕元成，桂强.放射性废物固化处理的研究及应用现状[J].材料导报，2006（20）.

[9]李洪辉，范智文.核电站放射性废物水泥固化处理[J].辐射防护通讯，2010（30）.

[10]谢昭明，周柏青.有机物污染离子交换树脂的复苏及应用[J].华北电力技术，2000（10）.

放射性废物处理篇4

海阳核电厂位于山东省烟台市海阳市, 为首批国家第三代核电技术的自主化依托项目, 采用AP1000核电技术路线。AP1000技术以其特有的非能动安全系统和模块化设计成为目前世界上安全性高、先进的核电技术。放射性固体废物处理系统 (WSS) 位于辅助厂房和放射性厂房, 用于收集废树脂、废过滤器芯子、干放射性废物以及混合废物。核岛侧产生的废树脂通过水力输送至WSS废树脂暂存罐, 废过滤器芯子通过转运容器转运至放射性废物厂房贮存。

厂址废物处理设施 (SRTF) 是核岛三废处理系统的补充, 主要包括核岛侧的移动式废液处理系统和废树脂脱水系统 (SEDS) 及高整体性容器 (HIC) , SRTF建筑物内的干湿固体废物处理、洗衣房、暂存库和其他辅助系统。设计和建造的SRTF能在初期处理6台AP1000核反应堆机组同时运行产生的废物, 并且具有扩展处理8台AP1000机组的能力。WSS系统和SRTF是海阳核电厂非常重要的固体废物处理系统或设施, 以下从废树脂和废过滤器芯子的处理工艺流程对其进行介绍, 并分析了目前存在的问题。

1 固体废物处理工艺

废树脂和废过滤器芯子处理主要涉及WSS和SRTF。WSS是核岛侧固体废物处理系统, 其工艺流程见图1其主要功能收集和贮存来自废液处理系统 (WLS) 、化学和容积系统 (CVS) 和乏燃料池冷却系统 (SFS) 的废树脂和废过滤器芯子, 并对废树脂进行混合、取样等。废树脂和废过滤器芯子分别通过树脂转运泵和转运容器转运至 (HIC) 。装有废树脂或废过滤器芯子的HIC通过废物运输车转运至SRTF进行暂存。

1.1 WSS系统主要设备描述

WSS系统主要设备位于放射性厂房, 按核岛抗震I类设计, 其主要功能描述如下:

1) 废树脂箱 (MV-01A/B)

废树脂箱共2个, 互为备用, 主要功能是接收和贮存废树脂。

2) 树脂混合泵 (MP-02)

树脂混合泵共1台, 主要功能是搅拌混合树脂箱内废树脂, 并将废树脂从一个废树脂箱转运至另一个废树脂箱;同时, 将废树脂箱中过量的水排放到WLS。

3) 树脂碎片过滤器

树脂碎片过滤器共1个, 主要功能是系统中废液 (包括管道冲洗水) 输送至WLS时过滤废树脂碎片。

4) 树脂传输泵 (MP-01)

树脂传输泵共一台, 主要功能是为废树脂在废树脂箱内的循环、混合以及取样和输送至HIC提供动力。

5) 树脂取样设施

在废树脂输运管线上设有取样设施, 用于废树脂取样。

1.2 废树脂处理操作

WSS系统废树脂处理操作采用水力输送工艺, 通过带压除盐水将废树脂从树脂床卸载至废树脂箱。在传输前, 需要确认选择的废树脂箱已在线好并有足够的接受能力;需要确认树脂混合泵在线好能将多余的传输水通过过滤器排放到WLS。在传输运行中, 监视废树脂箱液位和树脂混合泵运转情况, 确保废树脂箱中的水位保持在废树脂物位之上。当冲洗水已清澈干净, 停止传输, 即完成废树脂卸载。树脂床传输后, 将树脂箱中多余通过行树脂混合泵排放至WLS。其物位由超声液位计监测。固态层可以用压缩空气或树脂混合泵在任何时候进行搅拌和混合。在树脂混合模式下, 水通过树脂持流筛从废树脂箱中排出, 再通过箱内的混合喷射器回流, 由于喷射器的搅混作用使树脂流在箱内的再循环流量相当于的循环树脂混合泵流量的4倍。因此, 树脂混合模式下箱体内固体床局部处于流体状态。在装入废物处置容器前, 树脂混合模式使树脂箱内的树脂充分混合。然后树脂传输泵启动进入循环模式。树脂流从废树脂箱中抽取并回到同一个箱子。可以通过取样装置对循环或者容器充装前的树脂进行取样。可移动容器充注阀打开开始充注操作。树脂脱水泵启动对容器中累积的树脂进行脱水并使水流回废树脂箱, 因此保持了WSS系统中的水装量, 并截流WSS系统中的废树脂, 去除其中的污垢颗粒。在装填过程中, 可以随时关闭树脂混合泵。当物位传感器探测到或电视摄像机观察到废树脂物位接近废物传输容器顶部时, 关闭充注阀。当高水位或废物树脂过高时填充阀自动关闭。当充注完成后, 可移动的脱水系统脱水泵定期运行直到泵出口压力指示器或音响指示器显示无脱水流。

1.3 WSS与SRTF接口

SRTF与WSS接口设备主要包括自动脱水系统 (SEDS) (如图2) 和HIC (如图3) 。SEDS的主要由脱水泵机架、加料头组件、控制台和废液控制阀组成。控制台采用可编程逻辑控制器 (PLC) 的控制系统。远程控制加料头的接合和取下, 监测阀位、液位和温度。控制台有一个安装在加料头组件上的可远程观看的摄像机和高分辨率显示器。当SEDS的组件和HIC准确就位, 加料头自动与HIC开口对正, 加料头组件一侧连接V024废树脂入口软管, 另一侧连接废树脂系统出口软管V026。加料头组件放置在HIC开口处, 。废树脂通过加料头组件输送到HIC。在输送过程中, 脱水泵将过滤后的水返回WSS系统。两个液位探针监测的介质液位, 当HIC中液位到达预定设置点时, 控制台将发出声光报警, 连锁关闭进废液控制阀, 以防止HIC满溢, 脱水泵将继续运行, 以降低容器中的水位, 直到容器内废液量少于百分之一。脱水操作完成后通过远程控制拆卸加料头。

2 目前面临的问题

2.1 设计问题

从以上系统介绍可知当WSS系统运行树脂转运泵MP-01转运树脂到HIC中进行树脂装填脱水处理时, 虽然用于监测HIC中的液位探测器监测到液位达到预定设置点会在控制台报警并会连锁废液控制阀关闭, 防止HIC满溢。但目前设计该液位信号或阀门关闭信号并未送至核岛控制系统 (PLS) 参与WSS系统树脂转运泵MP-01的联锁, 如无人工干预, MP-01将持续运行。这将增加操作人员的工作协调难度, 因SRTF侧的树脂装填脱水系统操作界面是独立的控制系统, 有专人操作, 这就有可能发生SRTF操作人员由于与主控室或就地控制室操作人员沟通不及时而造成泵持续运行而损坏。即该设计不符合仪控设计原则:仪控应能有效得监控设备生产过程, 确保设备长期稳定可靠运行。

鉴于以上分析、业主方正在与设计方联系, 探讨修改PLS参与WSS树脂转运泵的联锁的必要性。建议可将HIC液位信号送至PLS参与联锁停泵, 亦可将废液控制阀关闭信号送至PLS参与联锁停泵。具体采用哪一种方案, 下一步根据现场的实际情况再做决定。

2.2 调试面临的问题

WSS系统由美国西屋公司设计, 核岛总包方是国家核电技术公司, SRTF是中电投远达环保工程有限公司 (以下简称“远达公司”) 总承包, 与美国ES公司联合设计。在调试分工中, 核岛调试由山东核电联合调试队负责, SRTF调试由山东核电保健物理部统一协调管理, 由远达公司、ES公司具体负责。WSS与SRTF存在接口较多, 需要协调各单位各专业, 管理相对比较复杂。根据合同分工, 西屋方编写WSS系统的调试试验程序, 远达公司和ES公司负责编写SRTF相关系统的试验程序。废树脂装填、脱水等试验, 必须将WSS和SRTF联合进行试验, 这就须将两份试验程序整合, 形成一份综合调试程序, 明确总的试验负责人, 试验前做好充分的试验准备, 方案的编制, 试验先决条件的检查, 需要组织协调人员, 明确各单位的职责及分工。由试验负责人统一指挥, 几家单位相互配合, 共同完成联合试验。

3 结束语

海阳AP1000核电机组相比国内二代机组有许多先进的地方:采用非能动安全系统;由灰棒 (AP1000反应堆控制棒一种) 来实现负荷跟踪, 取消了国内二代技术的硼回收系统;采用能对多台机组的放射性废物集中处理的厂址废物处理设施 (SRTF) 等。这些先进的理念和设计使海阳核电厂相比国内二代技术减少了大量设备管道, 减少了人员维修维护量、减少了废树脂和废过滤器的产量, 即减少了放射性固体废物的产量。而人员的维修维护工作量的减少和远距离的树脂装填处理使放射性照射和污染达到尽可能低的水平。总体上来看, WSS、SRTF系统设计紧凑合理, 满足国家标准要求, 系统安全可靠, 理念和技术先进。但是, 由于两个系统是由不同的公司设计, 在设计的衔接上亦存在需要改进之处, 如可将自动脱水系统SEDS的控制面板与WSS就地控制室整合成一体, 即SEDS由就地控制室统一控制。目前暴露的问题, 可以在今后类似工程加以完善, 如二期工程 (3, 4号机组) 工程。

参考文献

[1]海阳核电站AP1000誖Solid Radwaste System-System Specification Document, re vision 3 AP1000固体废物系统处理规格书.第三版[S].

[2]林诚格主编.非能动安全先进核电厂AP1000[M].原子能出版社.

[3]WSS Component Control Requirements, revision 3 WSS设备控制要求[S].

放射性废物安全管理条例篇5

第七条放射性废物的处理、贮存和处置活动，应当遵守国家有关放射性污染防治标准和国务院环境保护主管部门的规定。

第八条国务院环境保护主管部门会同国务院核工业行业主管部门和其他有关部门建立全国放射性废物管理信息系统，实现信息共享。

国家鼓励、支持放射性废物安全管理的科学研究和技术开发利用，推广先进的放射性废物安全管理技术。

第九条任何单位和个人对违反本条例规定的行为，有权向县级以上人民政府环境保护主管部门或者其他有关部门举报。接到举报的部门应当及时调查处理，并为举报人保密;经调查情况属实的，对举报人给予奖励。

第二章放射性废物的处理和贮存

第十条核设施营运单位应当将其产生的不能回收利用并不能返回原生产单位或者出口方的废旧放射源(以下简称废旧放射源)，送交取得相应许可证的放射性固体废物贮存单位集中贮存，或者直接送交取得相应许可证的放射性固体废物处置单位处置。

核设施营运单位应当对其产生的除废旧放射源以外的放射性固体废物和不能经净化排放的放射性废液进行处理，使其转变为稳定的、标准化的固体废物后自行贮存，并及时送交取得相应许可证的放射性固体废物处置单位处置。

第十一条核技术利用单位应当对其产生的不能经净化排放的放射性废液进行处理，转变为放射性固体废物。

核技术利用单位应当及时将其产生的废旧放射源和其他放射性固体废物，送交取得相应许可证的放射性固体废物贮存单位集中贮存，或者直接送交取得相应许可证的放射性固体废物处置单位处置。

第十二条专门从事放射性固体废物贮存活动的单位，应当符合下列条件，并依照本条例的规定申请领取放射性固体废物贮存许可证：

(一)有法人资格;

(二)有能保证贮存设施安全运行的组织机构和3名以上放射性废物管理、辐射防护、环境监测方面的专业技术人员，其中至少有1名注册核安全工程师;

(三)有符合国家有关放射性污染防治标准和国务院环境保护主管部门规定的放射性固体废物接收、贮存设施和场所，以及放射性检测、辐射防护与环境监测设备;

(四)有健全的管理制度以及符合核安全监督管理要求的质量保证体系，包括质量保证大纲、贮存设施运行监测计划、辐射环境监测计划和应急方案等。

核设施营运单位利用与核设施配套建设的贮存设施，贮存本单位产生的放射性固体废物的，不需要申请领取贮存许可证;贮存其他单位产生的放射性固体废物的，应当依照本条例的规定申请领取贮存许可证。

第十三条申请领取放射性固体废物贮存许可证的单位，应当向国务院环境保护主管部门提出书面申请，并提交其符合本条例第十二条规定条件的证明材料。

国务院环境保护主管部门应当自受理申请之日起20个工作日内完成审查，对符合条件的颁发许可证，予以公告;对不符合条件的，书面通知申请单位并说明理由。

国务院环境保护主管部门在审查过程中，应当组织专家进行技术评审，并征求国务院其他有关部门的意见。技术评审所需时间应当书面告知申请单位。

第十四条放射性固体废物贮存许可证应当载明下列内容：

(一)单位的名称、地址和法定代表人;

(二)准予从事的活动种类、范围和规模;

(三)有效期限;

(四)发证机关、发证日期和证书编号。

第十五条放射性固体废物贮存单位变更单位名称、地址、法定代表人的，应当自变更登记之日起20日内，向国务院环境保护主管部门申请办理许可证变更手续。

放射性固体废物贮存单位需要变更许可证规定的活动种类、范围和规模的，应当按照原申请程序向国务院环境保护主管部门重新申请领取许可证。

第十六条放射性固体废物贮存许可证的有效期为。

许可证有效期届满，放射性固体废物贮存单位需要继续从事贮存活动的，应当于许可证有效期届满90日前，向国务院环境保护主管部门提出延续申请。

国务院环境保护主管部门应当在许可证有效期届满前完成审查，对符合条件的准予延续;对不符合条件的，书面通知申请单位并说明理由。

第十七条放射性固体废物贮存单位应当按照国家有关放射性污染防治标准和国务院环境保护主管部门的规定，对其接收的废旧放射源和其他放射性固体废物进行分类存放和清理，及时予以清洁解控或者送交取得相应许可证的放射性固体废物处置单位处置。

放射性固体废物贮存单位应当建立放射性固体废物贮存情况记录档案，如实完整地记录贮存的放射性固体废物的来源、数量、特征、贮存位置、清洁解控、送交处置等与贮存活动有关的事项。

放射性固体废物贮存单位应当根据贮存设施的自然环境和放射性固体废物特性采取必要的防护措施，保证在规定的贮存期限内贮存设施、容器的完好和放射性固体废物的安全，并确保放射性固体废物能够安全回取。

第十八条放射性固体废物贮存单位应当根据贮存设施运行监测计划和辐射环境监测计划，对贮存设施进行安全性检查，并对贮存设施周围的地下水、地表水、土壤和空气进行放射性监测。

放射性固体废物贮存单位应当如实记录监测数据，发现安全隐患或者周围环境中放射性核素超过国家规定的标准的，应当立即查找原因，采取相应的防范措施，并向所在地省、自治区、直辖市人民政府环境保护主管部门报告。构成辐射事故的，应当立即启动本单位的应急方案，并依照《中华人民共和国放射性污染防治法》、《放射性同位素与射线装置安全和防护条例》的规定进行报告，开展有关事故应急工作。

放射性废物将实行分类管理篇6

该《条例》对放射性废弃物的处理、贮存提出了更高的要求, 放射性固体废物贮存单位应建立放射性废物处理、贮存情况记录簿, 并按照相关规定对其接收的放射性固体废物和废旧放射源进行分类存放和定期清理, 及时予以清洁解控或者送交取得相应许可证的放射性固体废物处置单位进行处置。

《条例》明确规定, 低、中水平放射性固体废物按区域实行近地表处置, 高水平放射性固体废物和α放射性固体废物实行集中深地质处置。对于建造放射性固体废物处置设施, 其选址应当符合以下要求:地质构造、水文地质条件简单、稳定;人口密度低、开发前景小, 与地表水和饮用水源保持一定距离, 没有重要的自然和人文资源, 其中高水平放射性固体废物和α放射性固体废物深地质处置设施还应当尽可能远离城镇、乡村居民点;与放射性固体废物产生地的距离适中。

浅谈放射性废水处理技术篇7

2 传统的放射性废水处理技术

化学沉淀法是向废水中投放一定量的化学絮凝剂,如硫酸钾铝、铝酸钠、硫酸铁、氯化铁等,有时还需投加助凝剂,如活性二氧化硅、黏土、聚合电解质等,使废水中的胶体物质失去稳定而凝聚成细小的可沉淀的颗粒,并能与水中原有的悬浮物结合为疏松绒粒。该绒粒对水中的放射性元素具有很强的吸附能力,从而净化水中的放射性物质、胶体和悬浮物[2]。罗明标等[3]的试验研究表明,氢氧化镁处理剂具有良好的除铀效果,特别适合于酸溶浸铀后的地下低放射性含铀废水的处理,在一定条件下,能将废水中的含铀量降至0.05 mg·L-1以下,达到国家排放标准。

离子浮选法属于泡沫分离技术范畴。方法基于待分离物质与捕集剂通过化学的、物理的力结合在一起,在鼓泡塔中被吸附在气泡表面富集,藉气泡上升带出溶液主体,达到净化溶液主体和浓缩待分离物质的目的。离子浮选法的分离作用主要取决于组分在气-液界面上的吸附选择性和程度。所使用的捕集剂的主要成分是表面活性剂和适量起泡剂、络合剂和掩蔽剂等。离子浮选法具有操作简单、能耗低、效率高和适应性广的特点。赵宝生,蔡青[4]用离子浮选法处理放射性废水证明,运用离子浮选法处理铀同位素生产和研究设施退役过程中产生的化学清洗剂废水,不受有机物的影响,该方法适宜对成分复杂的放射性废水进行处理,并可回收铀。通过分析影响离子浮选效果的主要因素,获取了方法的最佳参数。用该方法处理后的废水体积可望减少99%而使放射性废物达到最少化。

蒸发处理对绝大多数废水有良好的适应性,但它需要在高温、高放射性条件下操作,能量消耗大,处理含有机物的废液时安全性不佳[5~7]。生物处理法需要很大的氧化塘面积,耗时较长,且效率低[7]。化学沉淀法在强放射性条件下的固液分离操作困难,又属间歇式操作,现已经很少应用[8]。

目前处理低放废水主要是采用离子交换法,包括有机离子交换体系和无机离子交换体系。在有机离子交换体系中,由于有机溶剂和有机离子交换树脂不耐辐射和高温,在固化中易形成空穴导致废液的浸出,且分解产物不便于后续处理等缺点,影响处理效果。而无机离子交换材料具有以下优点:耐酸,耐辐照性能好,可用于强放射性条件下的吸附分离;在放射性废物的最终处置中能耐高温,与玻璃和水泥有良好的相容性;有良好的选择性,如杂多酸盐(磷钼酸氨)对Cs+、聚锑酸对Sr2+都有高度选择吸附性,操作简便;天然无机离子交换材料价廉物丰,合成无机离子交换材料制备比较容易。所以,无机离子交换是放射性废物处理中较为经济和适宜的技术。何佳恒等[9]综述了用于放射性废水处理的各种无机离子交换材料及其应用,包括沸石、复合离子交换剂、金属亚铁氰化物及铁氰化物、杂多酸盐、多价金属磷酸盐、多价金属(过渡金属)的水合氧化物和氢氧化物,以及两种新型多孔材料—钛硅酸盐晶体和原子簇化合物,希望对我国新型无机离子交换材料的研究有所帮助。天然沸石有很强的耐核子裂变幅射的能力,对137CS、90Sr有高选择性交换功能,各国科学家进行了广泛的用沸石处理和消除放射性污染的研究。美国加州大学LOS Almes实验室将斜发沸石粉与絮凝剂混合后,用于初级污水中提取137Cs;爱达荷州Arco国家反应堆试验站用装有粒状斜发沸石的钢筒作为半衰期分别为25年、33年的90Sr和137Cs的离子交换柱,当交换达到筒的容量时,将筒掩埋;亚利桑那州Bowie所产菱沸石破碎至840μm×297μm后充填交换柱,可从高放射性废水中回收90Sr、137Cr,匈牙利用斜发沸石包藏90Sr处理放射性污物;Daier等人将蛭石、斜发沸石混在一起能从废液中除去98%以上的137Cs,204Tl,110As,90Sr和45Ca;日本用富含斜发、丝光沸石的凝炭岩与少量凝结剂相结合,从废液中除去137Cs。

3 其他放射性废水处理技术

膜分离工艺已在国外核电站放射性废液处理工艺中得到了较普遍的应用,但我国放射性废水膜分离工艺尚处于探索阶段。随着膜分离工艺在核工业领域试验研究和应用的不断深入,膜分离工艺逐渐成为放射性废水处理可行的替代方法[10~11]。膜分离工艺是一类处理放射性废水的物理方法,因膜的分子空隙不变,废液中放射性核素不论以溶解态、颗粒物、络合物或胶体状态存在,都能被膜有效去除,膜分离工艺因此也具有稳定可靠的性能。膜分离工艺用于处理放射性废液的主要目标是:(1)减少排放到环境的放射性活度;(2)减少废物产生量,延长就地贮存设施的使用寿命,减少废物处置费用;(3)回收硼酸循环复用;(4)降低运行和维修人员的辐射照射剂量;(5)使在役的放射性废液处理系统升级或替换。

牟旭凤等[12]对应用聚合物辅助无机膜处理模拟放射性废水进行了研究,比较了相对分子质量分别为8000、50000和100000的3种聚丙烯酸和截留分子量为1000、3000、8000的无机膜对模拟放射性废水的处理效果。研究表明聚合物辅助超滤技术可以有效地去除废水中的Sr2+和Co2+,且当采用相对分子质量为100000的聚丙烯酸辅助截留相对分子质量为8000的无机膜超滤时,去除效果最好。白庆中等[13]选择相对分子质量2000~5000的水溶性聚丙烯酸钠作为无机纳滤膜处理主要含90Sr、137Cs、60Co放射性核素的低水平放射性废水的辅助药剂,重点考察了非放模拟废水的p H值及聚丙烯酸钠投加量对废水中锶、铯、钴等稳定核素截留率及膜通量的影响,并就影响机理做了初步探讨,得到较优的试验条件为:p H值7~8,聚丙烯酸钠体积浓度不低于0.1%。在优化的条件下,进行实际放射性废水的处理试验,结果表明,聚丙烯酸钠辅助无机纳滤膜处理低水平放射性废水是可行的,对总β和总γ的净化率均达到95%左右,且可得到满意的膜通量。Cross等人[14]利用铁絮凝沉淀-超滤法对清洗液中低浓度Pu、Am的去除进行了实验研究,所用膜的截留分子量为20000。以去离子水配制的Pu或Am污染溶液作为实验原水。在250m L原水中加入一定量的三价铁离子和(或)无机吸附剂,如水合氧化钛(HTi O)、聚锑酸、二氧化锰等,用氢氧化钠调节p H至8~10,静置一段时间,然后进行超滤。结果表明,在Am污染溶液中加入25mg·L-1三价铁离子后获得很好的去污效果,再加入0.5 m L HTi O后去污系数达4120,滤出液中放射性活度约为0.05Bq·L-1。放射性废水中的放射性物质由于其粒径远远小于微滤膜的截留粒径,因此,用微滤直接净化放射性废水的效果很差。通过投加化学药剂或颗粒吸附/交换剂,可使水中放射性物质成为大分子聚合物或被固定在较大颗粒上,通过微滤去除。同时通过化学处理可以有选择地去除水中有害物质,降低非选择性膜分离所产生的二次废物量。Chalk River Laboratory成功地采用该方法从地下水中去除86Sr。该系统主要采取如下化学预处理:(1)投加石灰调p H,加沸石粉交换吸附,去除大部分重金属、放射性核素及有机物;(2)投加天然离子交换-吸附沸石粉,去除放射性核素、残留重金属和部分有机物;(3)投加粉末活性炭,进一步净化、去除有机物和残留放射性核素[15]。

4 展望

(1)对传统的放射性废水处理工艺做进一步优化,根据不同的对象可以选择不同的处理和处置办法,达到减量化,资源化,无害化的目的。

低放射性含氟废水处理工艺研究篇8

氟化盐产品是重要的化工原料, 在钢铁、金属冶金、电镀、电子、化肥、有机合成、化工、核电、稀土生产等诸多行业中有着广泛需求, 随着近几年氟工业的快速发展, 氟及其化合物的生产与排放造成了越来越严重的氟污染问题[1]。大量含氟废水的排放对人体健康和水环境安全构成威胁。按照国家《污水综合排放标准》 (GB8978-1996) 一级标准, 允许排放的含氟废水中氟离子浓度应小于10mg/L。

目前国内外含氟废水的处理方法有多种, 化学沉淀法因其工艺简单、成本低廉, 成为最普遍的含氟废水工业处理方法, 但是, 化学沉淀法在处理过程中会产生的大量氟化钙污泥, 含水率很高, 需将污泥进一步浓缩处理和稳定化处理[2]。当含氟废水中有放射性核素存在时, 放射性物质会随着化学沉淀处理过程转移到污泥中, 从而增加污泥的后续处理成本和难度。通常需要将脱水后的污泥送入沥青或水泥混合物中进行固化处理, 最后将沥青或水泥固化产品安全地埋在地下或排入深海[3]。所以, 针对工业中的低放射性含氟废水, 尝试现有的处理工艺优化组合, 选择安全可靠的处理工艺, 以达到减量化、资源化和无害化的目的, 具有重要的现实意义。

1 含氟废水处理的国内外研究现状

国内外含氟废水的处理方法很多, 主要有沉淀法 (包括化学沉淀法、混凝沉淀法) 、电化学法[4] (电渗析法、电絮凝法等) 、吸附法、反渗透法、离子交换法以及气浮法。不同的处理方法, 其处理成本和效率都不同。离子交换法对废水的水质要求较严格, 而且成本费用高;活性炭除氟需要使用大量的活性炭, 运行成本高;反渗透法和电絮凝法的耗电量大、装置复杂、设备昂贵。对于浓度不同的含氟废水, 采用的处理方法也不同, 对以达标排放为主要目的的含氟工业废水处理来说, 主要以沉淀法为主。

1.1 化学沉淀法

化学沉淀法是指通过向含氟废水中投加沉淀剂, 使水中氟离子转化成氟化物沉淀或者氟化物与生成的沉淀物共沉淀, 然后将固体沉淀物分离使氟离子除去。该方法普遍应用于高浓度 (≥1000mg/l) 含氟废水的预处理中。化学沉淀法通常在高浓度含氟废水处理中采用, p H值通常在2左右, 氟离子去除效率部分取决于固液分离效果, 通常所用沉淀剂为钙盐, 如生石灰、石灰乳等[5]。通过向废水中投加钙盐沉淀剂, 将氟离子转化为难溶的Ca F2沉淀[6]。

用钙盐沉淀法处理含氟废水时, 根据同离子效应, 当钙离子浓度增加时, 会使Ca F2的沉淀-溶解平衡向生成Ca F2的方向移动, 氟离子浓度会降低。石灰-氯化钙沉淀法反应方程式如下:

溶液中主要电离方程式如下:

在温度1.8℃时, 由Ca F2的溶度积常数Ksp=2.2×1011可以计算, Ca F2的理论溶解度为15.6mg/L, 折算成[F-]为7.8mg/L, 即当Ca F2浓度超过此溶解度极限时即产生沉淀物[7]。从理论上, 采用钙沉淀法处理含氟废水后, 其氟含量能够达到国家排放标准。但实际上当氟的残留量为10~20mg/L时, 形成沉淀的速度会减慢, 当水中含有氯化钙等钙盐时, 由于同离子效应会降低F-的溶解度[8]。而且Ca (OH) 2会与生成的Ca F2产生共溶现象, 不利于氟化物沉淀的形成, 使除氟效率降低, 同时过量的Ca (OH) 2会导致吸收液的p H值偏高无法达到排放标准, 杨林娜等人利用钙沉淀法处理含氟废水的实验研究, 结果表明, 将Ca (OH) 2与Ca Cl2以一定的比例混合既能发挥同离子效应又不发生共沉现象[2]。

1.2 混凝沉降法

混凝沉降法也是处理含氟废水应用最多的方法之一, 基本原理是通过像含氟废水投加混凝剂 (混凝剂包含两类:絮凝剂和助凝剂。常见的絮凝剂分为两大类:铝盐和铁盐;常见的助凝剂是聚丙烯酰胺) , 并用碱液调节p H值, 使其形成胶体降氟离子吸附除去[8]。

铝盐除氟是根据Al3+与F-络合以及铝盐水解产物的配位体置换、吸附、桥连和卷扫等作用降F-除去[9]。由于无机混凝剂与F-形成的絮凝体很细小、沉降慢、处理周期长, 研究表明用复合混凝剂聚合氯化铝 (PAC) 、聚合硫酸铁等代替简单混凝剂除氟效果更好, 可提高固液分离效果, 缩短处理周期[10,11]。肖洁[12]等在处理含氟量为3~7mg/l的首钢废水时用A12 (S04) 3代替H2S04调节废水p H值, 使p H值从6.2~6.5升高至6.8~7.0, 不仅减少了混凝剂用量, 还提高了除氟工艺的抗冲击负荷能力。同时, 铝盐的水解受与p H值密切相关, 在p H值为6.2~6.9时, A12 (S04) 3的水解产物以Al (OH) 3为主, F-与Al (OH) 3絮体发生絮凝作用;而p H>7时, 各种形式的铝盐络合物占比发生变化, Al (OH) 3絮体减少, 絮凝作用减弱, 因此除氟能力明显降低。

1.3 含氟废水处理过程中存在的问题

对于以达标排放为主要目的的含氟废水处理, 化学沉淀法、混凝沉淀法虽然能满足含氟废水达标排放的处理要求, 但是由于沉淀剂石灰的溶解度低, 通常需要以乳状液投加, 生成的Ca F2沉淀容易包裹在Ca (OH) 2表面使之不能被充分利用[8], 因而石灰用量增大, 造成在处理工艺中会产生大量的沉淀污泥, 含水率很高, 需要进一步脱水和稳定化处理。

2 目前国内外最新的放射性废水处理方法

根据放射性物质的活度值大小, 放射性废水可分为以下几类[13]:

低放废液:浓度小于或等于3.7×105Bq/L;

中放废液:浓度大于3.7×105Bq/L, 小于或等于3.7×109Bq/L;

高放废液:浓度大于3.7×109Bq/L;

水体中的放射性物质, 可以通过消化道、皮肤等途径进入人体, 进行内辐射, 损坏人体的组织器官, 甚至致癌[14]。因此, 处理放射性物质的废水在全球范围内受到了高度重视, 各国为此开展了大量的技术研究。由于任何水处理方法都不能改变放射性核素固有的衰变特性, 因此在处理过程中遵循两个基本原则: (1) 将废水中放射性物质浓度降低后排入水体, 通过稀释和扩散达到无害水平, 利用其自身衰变的特性降减; (2) 将废水中的放射性物质采用物理化学方法进行浓缩, 再将其浓缩产物与人类的生活环境长期隔离, 任其自然衰减。目前针对含放射性物质的废水, 国内外普遍做法是先进行浓缩处理, 再进行贮存或固化处理[15]。

2.1 膜处理法

膜处理法是通过采用具有选择性透过性的薄膜, 以压力差、温度差、电位差等为动力, 实现对废水中的放射性物质浓缩分离的方法。目前在放射性废水中采用的膜技术主要有微滤 (MF) 、超滤 (UF) 、反渗透 (RO) 、膜蒸馏 (MD) 和纳滤 (NF) 等[16]方法。文章主要介绍目前国内外采用纳滤 (NF) 法对低放射性废水浓缩处理的基本原理、优缺点及其研究进展。

2.2 纳滤

纳滤膜孔径一般为1~10nm, 介于超滤膜和反渗透膜之间, 纳滤技术是以纳滤膜为分离介质以压力为驱动的分离技术, 由于纳滤膜的特殊性质, 纳滤也被称为温和的反渗透技术 (Zakrzewska-Trznadel, 2006) 。纳滤膜对无机盐的分离主要依靠离子与膜之间的静电相互作用, 遵循道南效应[14], 膜对离子的截留率取决于离子所带电荷强度。纳滤膜对中性物 (不带电荷) 的分离则是依靠膜上纳米级微孔的分子筛效应。国内外纳滤膜在放射性废水处理方面的研究取得了突破性进展。纳滤膜分离技术在低放射性废水处理中的研究情况总结于表1。

纳滤膜对分子量几百以上的大分子物质截留效果较好[16], 由于核电和稀土等工业排放的低放射性废水中典型的放射性核素主要是镭 (Ra) 、铀 (U) 、氡 (Rn) 的同位素, 以及137Cs、131I等[15], 这些物质分子量均较大, 选用纳滤分离技术具有较好的去除效果。Buckley等[14]应用纳滤分离技术对核工业产生的含硼废水进行处理, 结果表明废水中放射性核素被纳滤膜截留, 而硼酸能够通过膜孔进入到滤出液中, 从而实现放射性核素的浓缩和分离;匈牙利学者采用纳滤法处理压水堆的模拟放射性废水, 并投加一定量的络合剂EDTA, 结果表明在碱性条件下 (p H=11.5左右) , 钴络合物的截留率高达96%。

国内的单征等 (2012) 采用平板式聚酰胺纳滤复合膜, 处理模拟核电厂废水, 结果表明, 投加一定量的聚丙烯酰胺后, 纳滤膜对Co2+去除率可高达98%以上;清华大学白庆中、陈红盛等人, 采用无机纳滤膜处理含有90Sr、137Cs、60Co等核素的放射性废水, 在p H值7~8, 结果表明辅助一定量聚丙烯酸钠是, 纳滤膜对总B和总C的净化率均达到95%左右[16], 实验结果见表2。

3 低放射性含氟废水处理工艺探讨

3.1 纳滤分离技术和化学法的组合工艺

纳滤法分离技术对高分子放射性物质具有良好的截留能力, 且截留物易于浓缩收集, 目前在处理放射性废水方面已经取得显著成效, 将纳滤法分离技术与化学沉淀法有机组合, 应用于低放射性含氟废水处理, 能够有效降低沉淀污泥中放射性物质的含量, 便于放射性物质的回收和稳定处理, 同时降低污泥的处理难度。

3.2 优化工艺组合, 提高方法的净化系数

由于任何处理方法都不能改变放射性核素的衰变特性, 废水中的放射性物质最终必须浓缩分离转化为某种稳定的形态, 从而实现与人类生活的永久隔离。沉淀法对氟化物的去除因其操作简单, 价格低廉被广泛采用。而沉淀法对放射性核素的去除也有一定的效果[3], 这就需要优化沉淀法和纳滤组合工艺, 不仅实现最大限度减少沉淀物中的放射性核素, 同时也能有效减小放射物浓缩液的体积, 便于固化处理。因此, 以提高净化系数和浓缩倍数为目标, 优化工艺组合, 进而应用于低放射性含氟废水的处理, 提高处理效率, 降低处理成本。

4 结束语

放射性废物处理篇9

关键词：Kalman,测井,数据处理

1 Kalman滤波方法

1.1 Kalman滤波方法的定义

在线性系统的状态空间表示基础上, 从输出和输入观测数据求系统状态的最优估计。提到这个系统状态, 它指的是一个集合, 包含过去所有的输入和扰动作用最小值, 知道了系统的状态就能够与未来的输入与系统的扰动一起确定系统的整个行为。

Kalman滤波不要求信号和噪声都是平稳过程的假设条件。但是要观测每个时间点系统扰动的误差 (即噪声) , 这时候, 只需要针对它们的统计性质, 做一些恰当的假设, 处理那些观测到的包含噪声的信号, 从平均水平上, 求得信号估计值, 这个估计值误差是最小的。因此, 自从Kalman滤波理论问世以来, 运用十分广泛, 目前已经在通信系统、电力系统、航天航空、雷达信号处理等广泛运用, 取得的成果也是非常之多, 比如说, 在图像处理方面, 用Kalman滤波来复原因为某些噪声影响导致模糊的图像。在对噪声作了某些统计性质的假定后, 就可以用Kalman的算法以递推的方式从模糊图像中得到均方差最小的真实图像, 来复原模糊的图像。

1.2 Kalman滤波方法的性质

(1) Kalman滤波其实是一种算法, 在线性、有限维系统以及离散方面都可以适用。每一个有外部变量的自回归移动平均系统 (ARMAX) 或可用有理传递函数表示的系统都可以转换成用状态空间表示的系统, 从而能用Kalman滤波进行计算。

(2) 不管哪一组的观测的数据值, 都没有办法消除x (t) 的确定性。同样的, 增益K (t) 和观测数据也没有关系。

(3) 如果观测到的数据值还有状态联合, 他们是符合高斯分布的时候, 这种情况下, 通过Kalman递推公式计算得到的是高斯随机变量的条件均值和条件方差, 从而Kalman滤波公式给出了计算状态的条件概率密度的更新过程线性最小方差估计, 这也是估计出来的最小方差。

1.3 Kalman滤波方法的形式

Kalman滤波发展至今, 其实一开始提出的形式, 通常叫做简单的Kalman滤波器, 但是如今Kalman滤波实现了很多不同的形式, 我们平常最常见的Kalman滤波器, 就是锁相环, 它在收音机以及计算机和几乎任何视频或通讯设备中广泛存在。除此上述这些之外, 还有其他滤波器, 比如施密特扩展滤波器、信息滤波器和很多Bierman, Thornton开发的平方根滤波器的变种。

2 测井原始资料

测井原始资料特别是放射性测井原始资料是对地层信息及外部干扰因素的综合反映。因此只有对采集的原始信息进行去伪存真、消除各种干扰因素影响的预处理, 才能得到能够真实反映地层特性的有用信息, 为油田勘探开发服务。传统上对测井原始资料的处理常采用人工描绘法及函数平滑滤波两种方法进行预处理来消除干扰因素, 但是这两种处理方法存在着很大的缺陷:

(1) 标准不易掌握, 存在着很大的人为性;

(2) 资料处理属于事后处理, 无法在采集过程中进行控制;

(3) 处理数据单一。往往需要资料再加工。

Kalman滤波技术可以克服上述缺陷, 并具有以下优点:

(1) 测量精度高, 滤波参考了测星的所有数据, 极大地提高了测量精度, 这对于低精度测量, 如自然伽马、补偿中子、补偿密度等测井方法是非常必要的;

(2) 既可用来滤波, 也可用来预测, 这对超前分析是非常必要的;

(3) 它属于实时而且是一次性处理, 这大大地节省了时间和人力资源。

3 Kalman滤波原理

在对自然伽马能谱测井资料分析应用时.必须考虑干扰因素、统计涨落因素及测量仪器本身存在的误差等因素对测井资料的影响, 而这些影响因素一般都具有随机性, 从而造成测并数据存在着严重的统计涨落, 因此必须对原始资料进行去伪存真的预处理。Kalman滤波方法用状态方程描述系统的物理过程, 然后通过与状态有关的测量数据获得对状态进行估计, 即使在系统存在动态噪声和测量噪声时, 也能给出较为准确的状态估值。

4 放射性测井

放射性测井指的是:根据岩石及介质的核物理性质不同, 来分析钻井地质的剖面, 找出油气藏, 并且对油井工程进行研究的一种地球物理方法。放射性测井方法, 按其探测射线的类型可分为两大类, 即探测伽马射线的伽马测井法和探测中子的中子测井法。

放射性测井有以下三个方面的优点:

(1) 测井的限制少, 不管是套管井还是裸眼井, 它们的内部都可以进行测井;

(2) 在油基泥浆、高矿化度泥浆以及干井中均可测井;

(3) 是碳酸岩剖面和水化学沉积剖面不可缺少的测井方法。但是它的测速慢, 成本高。由于生产和解释方法的改进, 就目前来说, 放射性测井所能解决的生产问题的范围, 逐渐的在扩大, 放射性测井是一种非常重要的方法。尤其是核磁共振技术的出现, 研制成功了核磁共振测井仪, 使得放射性测井的运用范围更加大。

4.1 自然伽马射线测井

(1) γ射线探测器探测到地层的γ射线, 并将γ射线变换成电脉冲信号 (每一道Y射线变换成一个电脉冲信号) 。

(2) 此脉冲信号送入井下的放大器进行放大。

(3) 井下放大器放大的脉冲信号送入地面的放大器进行放大 (其原因是脉冲信号通过电缆之后会有些衰减) 。

(4) 由于脉冲信号中混合一些干扰信号, 需经过鉴别器进行鉴别, 排除干扰。

(5) 将一些畸变的脉冲信号送入整形器进行整形。

(6) 在波形归一之后, 把它送到计数率计电路, 这个电路可以把脉冲的信号转换成和单位时间内脉冲数成正比的电位差, 之后记录连续的记录这些电位差, 最终得到自然伽马测井原理如图1所示。

4.2 自然伽马测井曲线分析

探测半径:油田钻孔的半径:d≤30cm, R=30~50cm;煤、金属钻孔的半径:d≤20cm, R=25~45cm。

ab段:探测器开始远离界面向上方移动, 一直移动到探测器中点和界面之间的距离达到某个值, 此时, 探测器的探测的范围内测到的是低放射性的物质。

bed段:探测器上移过界面, 直到探测器中点离界面的距离为R。

(1) 随探测器上移, 探测器探测范围内的高放射性物质逐渐增大, 使曲线上升, 直到探测器中点离界面的距离为R时为止。

(2) 探测器中点位于界面时, 探测范围内的高低放射性物质各占一半, 所以为曲线的半幅值点。

efg段:分析方法同bcd段。

gh段:分析方法同gh段。

注:薄层用2/3幅值分层。

4.3 自然伽马测井仪的刻度

刻度的意义和分级:

意义:为了使不同仪器, 或者同一仪器在不同的时间, 测定同一个地层的测定结果, 可以进行定量比较, 就必须对仪器刻度进行分级, 主要刻度分级如下:

一级刻度:标准刻度井 (是国家统一的标准) ;

二级刻度:刻度装置或刻度井;

三级刻度:刻度器、刻度块。

5 卡尔曼滤波方法在自然伽马能谱测井中的应用

自然伽马能谱测井:指的是一种探测地层辐射的自然伽马射线的测井方法方法, 通过测井的闪烁记数器可以测得地层的自然伽马能谱及能谱范围内的五能窗伽马记数率, 通过这些来得出地层中钍、铀、钾含量分别是多少。但由于五能窗记数率存在严重的统计涨落, 必须去伪存真, 否则会影响资料的使用。

将卡尔曼滤波用于自然伽马能谱测井消除统计涨落, 在国外已成功应用。法国斯伦贝谢公司把卡尔曼滤波与最小二乘结合起来使用的方法, 即可消除统计涨落, 又克服了当地层突变时卡尔曼滤波会把真实的地层变化平滑掉的缺陷。对于这种方法, 未知地层均匀区和非均匀区转换的判断是非常重要的斯伦贝谢公司的测井数据处理软件中, 具有根据“五能窗”记数率自动判断地层是否变化的功能。

与上述方法不同, 若对未知的地层变化采用一阶高斯马尔科夫过程加以描述, 则不再需要对地层变化加以判断。将这种方法对实测数据进行处理, 所得结果与斯伦贝谢公司的结果基本吻合。

6 结语

时代在不断的发展、科学技术也在不断的进步, 综合从本文来看, Kalman滤波技术, 是一项非常先进的技术, 在国内发展情况也是存在一定的差距, 在放射性测井中, 这种滤波技术得到了很好的应用, 改变了传统落后的方法, 更加精确、方便、快捷的进行测井, 对于数据的处理, 它的功能也不逊色, 减少误差, 提高测量数据的可信度, 精确度, 在以后的发展中, 还要将这项技术更好的运用到实践中。

参考文献

[1]王瑞平, 首祥云, 李宁.关于放射性测井记录方法以及率表工作特点.华东石油学, 1984 (3) :236.

[2]王瑞平.放射性测井测速问题的理论解释.第二届核测井技术学术交流会论文集.西安, 1994, 100.

放射性废物处理篇10

关键词：放射性,金属废物,熔融去污,清洁解控水平

我国很多老旧的核设施、核电站、科研院所放化实验室、民用核技术生产 (如同位素提取与应用、辐照站等) 等设施设备面临退役, 这些设施设备在退役过程将产生大量的放射性金属废物, 这些废物具有较高的回收利用价值。根据放射性污染金属的来源, 应分清其剩余污染是表面污染还是体 (包括活化) 污染[1]。对属于表面污染的放射性金属废物, 可采用物理或化学清洗去污法使之达到解控;对属于体 (包括活化) 污染的放射性金属废物, 可采用熔融去污法使之达到解控。金属熔融去污方法可有效去除体 (包括活化) 污染的放射性金属废物中放射性核素, 以实现资源回收利用, 降低放射性废物处理处置量。

对属于体 (包括活化) 污染的放射性金属废物, 尤其是污染核素较为复杂的放射性金属废物, 熔融去污前很难判断金属废物经熔融去污后是否达到再循环、再利用的清洁解控水平。本论述以低放射性水平的钢铁废物为例提出一种控制方法, 有效解决这一难题。

1 控制模型的建立

1.1 控制模型的思路

在国标GB/T 17567-2009标准中, 已明确给出放射性钢铁废物经熔融去污后的再循环、再利用的清洁解控水平。该标准控制方法属于产品控制, 被动地判断废钢经熔融去污是否满足国家标准解控要求。

本论述的控制方法属于金属废物源项控制, 由被动监测转变为主动控制, 其具体做法是:依据GB/T17567-2009清洁解控标准和放射性金属废物熔融去污因子, 提出放射性金属废物进行熔融去污前的金属废物源项控制标准。

1.2 核设施钢铁再循环、再利用清洁解控水平

GB/T 17567-2009标准规定:放射性钢铁废物经熔融去污后, 熔融去污产物活度浓度应等于或低于表1给出的清洁解控水平或审管部门审定的其他水平时, 经审管部门同意后, 可解控使用。若放射性钢铁废物污染核素是若干种核素混合时, 则应按照GB/T 17567-2009标准中式 (1) 去判断该物料是否容许经熔融去污后解控。

式中:

Ci———放射性核素i在待去污物料中的活度浓度, 单位:Bq/g;

单位:Bq/g

注:1) 只包括234Th和234Pa两个短寿命子体。

C1i———放射性核素i在熔融去污产物中的清洁解控水平, 单位:Bq/g;

n———物料中放射性污染核素的种类数。

1.3 放射性核素熔融去污率

去污率DE是指去污去除的放射性活度占去污前放射性活度的份数[2,3]。

式中:

A0———待去污物料的放射性活度, 单位:Bq;

A1———第i次去污后产物中放射性活度, 单位:Bq。

德国Siempelkamp公司于20世纪八十年代开发了金属熔融去污技术, 用于回收核设施运行与退役期间产生的放射性金属废物。该公司位于克雷菲尔德的CARLA熔炼设施于1989年运行, 已处理了近30000 t的放射性金属废物。该公司对熔融去污率进行了统计[4,5], 见表2。

1.4 放射性钢铁废物熔融去污前各核素限值

根据表1和表2, 结合式 (2) , 可推导出放射性钢铁废物熔融去污前各核素限值, 见表3。

2 评价方法

2.1 单一核素污染

单一核素污染情况较为简单, 污染钢铁熔融去污前后的再循环、再利用的解控水平限值可直接由表3、表1进行判定。

2.2 若干种核素混合污染

若放射性钢铁是由干种核素混合污染时, 熔融去污前, 可依据式 (3) 判断经熔融去污后是否可以解控:

式中:

Ci———放射性核素i在所考虑放射性金属废物中的比活度, 单位:Bq/g;

C1i———放射性核素i在所考虑放射性金属废物中的控制值, 单位:Bq/g;

n———铸锭中放射性污染核素的种类数。

κ———修正系数, 取5.37×10-1。

3 试验验证与分析

3.1 单一核素污染

对于铀矿冶放射性污染金属废物采用熔融去污方法, 可有效降低污染金属废物中的放射性活度。相关研究结果表明, 铀污染的碳钢中天然铀含量140mg/kg (约3.5 Bq/g) 可由熔融去污后降低至放射性比活度<1 Bq/g[6]。铀矿冶放射性污染金属废物熔融去污根据表1、表3均可直接判断, 熔融去污后的碳钢废物达到再循环、再利用的解控水平, 满足GB/T 17567-2009标准要求。

3.2 若干种核素混合污染

试验采用1.5t中频无芯感应电炉, 对放射性金属废物进行试验, 熔融去污后的产品为铸锭, 试验前后分别对金属废物和铸锭取样分析。取样分析结果表明, 放射性金属废物中主要核素为239Pu、241Am、60Co、90Sr、137Cs。熔融去污验证试验结果见表4。

从表4可以得出, 通过金属废物源项和铸锭计算结果表明, 满足式 (1) 和式 (3) 要求, 两种方法结果判定一致, 熔融去污最终产品铸锭达到再循环、再利用的解控水平。

单位:Bq/g

注:1) 根据99Tc熔点和沸点, 结合其它核素去污率特点, 去污率取99%。

4 结论

针对放射性钢铁废物再循环、再利用的清洁解控控制较为困难的难题, 提出一种从后端的产品控制移至前端的金属废物源项控制方法, 由被动监测到主动控制。验证试验结果表明:

(1) 采用本方法对放射性金属废物进行源项控制, 金属废物经熔融去污后, 能够满足GB/T 17567-2009放射性钢铁再循环、再利用的清洁解控。

(2) 对于含55Fe、60Co、63Ni等核素的放射性金属废物, 因去污率较低, 应严格控制熔融去污的比例。

(3) 由于所采用的熔融去污装置、工艺流程、去污试剂的不同, 会导致熔融去污率的不同。在采用本方法进行控制时, 应根据熔融去污装置自身的去污率重新进行计算和控制。

(4) 本方法可推广至放射性污染的铝、镍、铜等金属废物熔融去污后的再循环、再利用的清洁解控的控制方法。

参考文献