Бакалавр
Дипломные и курсовые на заказ

Термодинамическое и экспериментальное исследование устойчивости Na-алюмофосфатного стекла в связи с проблемой глубинного захоронения радиоактивных отходов

Диссертация: Термодинамическое и экспериментальное исследование устойчивости Na-алюмофосфатного стекла в связи с проблемой глубинного захоронения радиоактивных отходов
ДиссертацияПомощь в написанииУзнать стоимостьмоей работы

AIPO4] и варисцит и гидроксид алюминия. Выявлены граничные реакции: 1) реакция дегидратации варисцита при Т = 186 °C (Psat) и Т = 192 °C (Р = 500 бар) — 2) переход от ассоциации гойяцит + Srгидрофосфат к ассоциации берлинит + Sr-гидроксид-апатит при Т = 258 °C (Psat) и Т = 268 °C (Р = 500 бар) — 3) реакция дегидратации гойяцита с образованием парагенезиса Sr-гидроксид-апатит + берлинит + диаспор… Читать ещё >

Содержание

  • Глава I. ОБЗОР СОСТОЯНИЯ ПРОБЛЕМЫ
  • Глава II. ИССЛЕДОВАНИЕ УСТОЙЧИВОСТИ АЛЮМО-ФОСФАТНОГО СТЕКЛА В «СУХОЙ»
  • СИСТЕМЕ (Na, Cs)20-Sr0-AI203-P
    • II. 1. Фазовый состав системы. Банк термодинамических данных
    • II. 2. Топологическое исследование системы
    • II. 3. Численная Т — Р-диаграмма состояния системы
  • Na20 — SrO — А120з — Р205 в области субликвидуса. Диаграммы плавкости в частной системе Na3P04 — А1Р04 — Sr3(P04)2 — Р2О5 в области субликвидуса
    • II. 4. Выводы по разделу
  • Глава III. ФАЗОВЫЕ ПРЕВРАЩЕНИЯ В
  • ЗАКРЫТОЙ СИСТЕМЕ (Na, Cs)20-Sr0-Al
  • -Р205-Н20. Т-Р-ДИАГРАММА СИСТЕМЫ В ИНТЕРВАЛЕ Т=25−350°С И Р= Psat — 500 БАР
    • III. 1. Формирование модельной гидротермальной системы
    • III. 2. Т-Р-диаграмма закрытой системы
  • Sr0-Al203- Р205 — Н
  • Ш. З. Реакции гидролиза в системе Sr0-Al203 -Р205- Н
  • Ш. 4. Выводы по разделу
  • Глава I. Y. ФАЗОВЫЕ РАВНОВЕСИЯ В СИСТЕМЕ
  • SrO-AhOj-PzOs-HaO, ОТКРЫТОЙ ДЛЯ КОМПОНЕНТА P2Os. ДИАГРАММЫ T-lgfP205 И Т — Igmpoeu,. В ИНТЕРВАЛЕ Т=25−350°С
    • I. Y.l. T-lg fP205 и Т — lgmP06m — диаграммы состояния системы Sr0-Al203-P205-H20, открытой для компонента Р
    • I. Y.2. Выводы по разделу
  • Глава. Y. МОДЕЛИРОВАНИЕ ВЗАИМОДЕЙСТВИЯ ПРОТОЧНОЙ ВОДЫ С ТВЕРДЫМИ ФАЗАМИ С УЧЕТОМ РАСТВОРИМОСТИ И

Глава YI. ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНОЕ ИССЛЕДОВАНИЕ УСТОЙЧИВОСТИ Na-АЛЮМОФОСФАТНОГО СТЕКЛА В ПРОТОЧНОМ РЕАКТОРЕ. ПРОВЕРКА ТЕОРЕТИЧЕСКИХ ВЫВОДОВ О ВЗАИМОДЕЙСТВИИ ВОДЫ СО СТЕКЛОМ В УСЛОВИЯХ ЕГО ГЛУБИННОГО ЗАХОРОНЕНИЯ

YI. 1. Методика эксперимента

YI.2. Результаты рентгенофазового анализов твердых продуктов

YI.3. Результаты химического анализа растворов на выходе из реактора

YI.4. Выводы по разделу

ГИДРОЛИЗА МИНЕРАЛОВ

YA. Выводы по разделу

Термодинамическое и экспериментальное исследование устойчивости Na-алюмофосфатного стекла в связи с проблемой глубинного захоронения радиоактивных отходов (реферат, курсовая, диплом, контрольная)

Актуальность. Высокоактивные отходы (ВАО) атомной промышленности рекомендуют отверждать и захоранивать в глубоких геологических формациях. Такая стратегия решения проблемы принята сейчас во всех странах с развитой атомной индустрией [2, 18, 29, 63].

Безопасное захоронение ВАО является важной экологической проблемой. В настоящее время самое большое количество радиоактивных отходов, сосредоточенных в одном месте земного шара, находится в России в районе Маяка. Производственное объединение «Маяк» (ПО «Маяк»), расположенное на Среднем Урале в 80 км северо-западнее Челябинска, является единственным предприятием в СНГ, которое производит остеклование жидких радиоактивных отходов. В настоящее время тысячи тонн высокоактивных отходов в форме алюмофосфатного стекла накоплены на территории ПО Маяк. Эти отвержденные отходы в цилиндрических стальных пеналах диаметром 0,7 м и высотой Зм временно складируются в специальных поверхностных хранилищах. ПО «Маяк» активно работает, и объем временно хранящихся остеклованных отходов постоянно растет. Одним из наиболее безопасных способов решения проблемы ВАО является их захоронение на глубине около 500 м или более метров в местной силурийской порфиритовой толще на территории ПО Маяк [18, 24, 29, 33]. В настоящее время окончательного решения о скважинном или шахтном типе захоронения еще не принято. Очевидно, что такое захоронение должно обеспечивать безопасное хранение ВАО и минимизировать риск утечки радионуклидов в биосферу на протяжении от нескольких сотен лет до одного миллиона лет, то есть до полного естественного распада радиоизотопов.

Однако даже при глубоком захоронении не может быть гарантирована абсолютная изоляция ВАО от биосферы. Основным процессом, который может приводить к утечке из подземного хранилища ВАО, является их миграция с подземными водами.

Несмотря на множество публикаций по проблеме подземного захоронения ВАО и имеющиеся экспериментальные данные, особенности условий промышленной зоны в районе Маяка требуют специального исследования в связи с использованием в России нетрадиционного типа матрицы для остеклования ВАОалюмофосфатного стекла вместо боросиликатного, принятого в странах Западной Европы и США, и недостаточностью сведений относительно его химической устойчивости в толщах пород, в особенности при повышенных Р — Т параметрах.

Целью работы является теоретическое и экспериментальное изучение взаимодействия натрий-алюмофосфатного стекла с водой при температурах до 350 °C и давлениях до 500 бар:

1)Исследование фазовых соотношений в термодинамически неустойчивом натрий-алюмофосфатном стекле, содержащем цезий и стронций, представленном системой Na20 — Cs20 — SrO — А120з — Р2О5 — Н20, при его раскристаллизации при Т = 25 -350°С и Р = Psat — 500 бар.

2) Экспериментальное моделирование взаимодействия «алюмофосфатного стекла с водой в проточном реакторе при Т = 90, 150, 250 °C и Р = 200 атм.

Новизна. 1. Впервые при решении проблемы глубинного захоронения радиоактивных отходов в виде натрий-алюмофосфатного стекла разработан и применен метод численного термодинамического моделирования фазовых превращений в конкретных локальноравновесных системах, позволяющий получить обширную информацию о состоянии этих систем в рамках заданных внешних параметров. Сформирована система Na20 — Cs20 — SrO — А120з — Р205 — Н20, отвечающая составу радиоактивного стекла. Набор твердых фаз, входящих в эту систему, взят по данным гидротермального синтеза и ранее проведенных экспериментальных исследований по изучению устойчивости технологического стекла.

2. Впервые проведено полное численное моделирование фазовых равновесий в системе (Na, Cs)2 О — SrO — А12Оз — Р205 — Н20 при Т = 25 — 350 °C и Р = Psat — 500 бар с оценкой состава, концентрации и кислотности водных растворов, равновесных с твердыми фазами при фазовых переходах в закрытой и открытой системах с регулированием химических потенциалов вполне подвижных компонентов, а также изучена растворимость Sr — содержащих твердых фаз.

3. Проведена экспериментальная проверка полученных результатов при взаимодействии проточной воды со стеклом при повышенных параметрах. Основные защищаемые положения.

1) Установлено, что в «сухой» системе (Na, Cs)20 — SrO — А1203 -Р205 стекло неустойчиво и раскристаллизовывается с образованием ассоциации фаз (на 1 моль): 0,45(Na, Cs)3P04 + 0,13(Na, Cs) P03 + 0,38А1Р04 + 0,04Sr3(P04)2 (витлокит).

2) Показано, что в системе с водой (Na, Cs)20 — SrO — А1203 — Р205 — Н20 при Т > 90 °C и Psat и выше стекло разлагается на фосфаты Na и Cs, фосфаты Sr, смешанные фосфаты Sr и А1, фосфаты А1 и гидроксид А1. В условиях избытка воды фосфаты Na и Cs, имеющие высокую растворимость, полностью переходят в раствор.

3)Впервые построена количественная Т-Р-диаграмма фазовых соотношений в закрытой краевой системе SrO — А1203 — Р2О5 -Н20 в интервале Т = 25 — 350 °C и Р = Psat~ 500 бар. Выделены поля стабильности тройных ассоциаций, включающих гидроксид-апатит стронция, гойяцит, гидрофосфат стронция, варисцит, берлинит и диаспор.

4) Методом численного термодинамического моделирования установлено, что в системе SrO-AI2O3-P2O5-H2O, открытой для фосфора, при взаимодействии проточной воды с двойными парагенезисами фосфатов происходит переотложение Sr из более растворимых фосфатов в менее растворимые фосфаты в последовательности: гидрофосфат стронция —> гойяцит —> стронциевый гидроксид-апатит. Установлено, что реакции гидролиза резко замедляются при Т < 100 °C.

5) Экспериментально подтверждено ступенчатое выщелачивание стекла. Установлено, что Cs полностью переходит в раствор, его концентрация составляет 10'3 — 10″ 4 м/л, a Sr фиксируется в твердых фазах. В опытах при 250 °C и Р=200атм наиболее измененная зона выщелачивания, представленная ассоциацией гойяцит + гидрофосфат алюминия, совпадает со второй зоной теоретической колонки. Концентрация Sr в растворе не превышает п-10″ «- п • 10» м/л.

Практическая ценность. Результаты исследований вносят существенный вклад в решение жизненно важных проблем захоронения радиоактивных отходов в России. Проведенные исследования могут быть использованы технологами для улучшения матрицы и усовершенствования технологии остеклования радиоактивных веществ.

РАО), обеспечат их надежными научными рекомендациями по безопасным условиям и конструкции захоронения РАО.

Полученная информация об устойчивости натрий-алюмофосфатного стекла является необходимой ступенью к созданию прогнозной модели миграции радионуклидов при захоронения отвержденных РАО в недрах земли.

Использованный в работе модельный подход имеет общее значение, благодаря чему полученные результаты и используемые компьютерные программы, позволяющие оценить роль солевой нагрузки подземных вод, могут быть применены не только к проблеме захоронения, но и к еще более остро стоящим задачам ограничения миграции радионуклидов из очагов заражения на земной поверхности. Фактическая основа и методы исследований. Работа основана на результатах численных и экспериментальных исследований устойчивости Na-алюмофосфатного стекла при повышенных параметрах. Расчеты проведены с использованием компьютерной программы Ю. В. Шварова. Экспериментальные данные получены на гидротермальной установке УВД-1000 и на специальной инфильтрационной установке УВДИ-2000;М. Химические анализы сделаны в лаборатории физико-химических методов анализа ИЭМ РАН аналитиками Н. Н. Костиной и Г. М. Ахмеджановой. Апробация работы. Результаты исследований докладывались на XIII Российском Совещании по экспериментальной минералогии (Черноголовка, 1995), на Ежегодном семинаре экспериментаторов (Москва, ГЕОХИ, 1998), на Международном симпозиуме «Физико-химические аспекты эндогенных геологических процессов» (Москва-Черноголовка, 1999). По теме диссертации опубликовано 6 статей и тезисы 3 докладов. 9.

Диссертационная работа общим объемом 124 страниц состоит из введения, 6 глав, заключения и списка литературы (105 наименований), содержит 14 таблиц и 16 рисунков.

YI.4 Выводы по разделу.

1. Проведено экспериментальное исследование взаимодействия воды с Na-алюмофосфатным стеклом в проточном реакторе при Т = 90, 150 и 250 °C и Р = 200 атм продолжительностью 18, 14 и 8 суток соответственно.

2. Результаты рентгенофазового анализа твердых продуктов опытов при Т = 250 °C и Р = 200 атм показали наличие двух кристаллических фаз: аугелита — AbCPCUHOHb и гойяцитаSrAl3(P04)2(0H)5-H20, что совпадает со второй зоной расчетной колонки. Рентгенофазовый анализ твердых продуктов опытов при 150 и 90 °C и Р = 200 атм не выявил наличия кристаллических фаз.

3. Химический анализ раствора на выходе показал, что Sr практически полностью фиксируется в твердой фазе. Концентрация Sr растворе составляет.

— 10″ м/л, что находится в пределах чувствительности определения. Cs в значительных количествах переходит в раствор. Его концентрация в растворе составляет около 10″ м/л.

4. При захоронении радиоактивного стекла для цезия требуется разработка улавливающих барьерных устойств, для стронция они не нужны.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

.

1. Сформирована система Na20 — Cs20 — SrO — А1203 — Р205 — Н20, включающая фигуративный состав радиоактивного стекла. Показано, что в в области субсолидуса (ниже 570°С) составу стекла в «сухой «системе (Na, Cs)20 — SrO — А1205 — Р205 отвечает термодинамически равновесная ассоциация кристаллических фаз (на 1 моль): 0,45(№, Сз)3Р04(ортофосфат натрия) + 0,13(№, СБ) Р03(метафосфат натрия) + 0,3 8 А1Р04(берлинит) + 0,045 8г3(Р04)(8г-витлокит). Стронций, являющийся химическим аналогом кальция, образует собственную фазу — Sr-витлокит. Цезий собственных фаз не образует.

2. В исходной модельной системе (Na, Cs)20 — SrO — А1203 — P20s — Н20 выше 90 °C и Psat и выше стекло разлагается с образованием высокорастворимых гидрофосфатов натрия и цезия, и малорастворимых гидрофосфатов стронция и алюминия и гидроксида алюминия. В условиях избытка воды из системы полностью выносятся гидрофосфаты натрия вместе с цезием. Стронций локализуется в краевой системе SrO — А1203 — Р205 — Н20. Фигуративный состав остаточного стекла представляет ассоциацию фаз: 8г-гидрофосфат (8гНР04) + варисцит (А1Р04 • 2Н20) в интервале Т = 90 — 186 °C и 8г-гидрофосфат (8гНР04) + берлинит (А1Р04) при Т >186°С и Psat. Растворимость Sr-гидрофосфата составляет п • 10″ 3 — п • Ю" 4м/кгН20.

3. В краевой системе SrO — А1203 — Р205 — Н20 рассчитана ТР-диаграмма в интервале Т = 25 — 350 °C иР = Psat~ 500 бар, которая включает фосфаты стронция — Sr-гидроксид-апатит [8гю (Р04)б (0Н)2], Sr-гидрофосфат [SrHP04], смешанный фосфат стронция и алюминия — гойяцит [SrAl3(P04)2 • (ОН)5 • Н20], фосфаты алюминия — берлинит.

AIPO4] и варисцит [AIPO4 • 2Н20] и гидроксид алюминия [АЮОН]. Выявлены граничные реакции: 1) реакция дегидратации варисцита при Т = 186 °C (Psat) и Т = 192 °C (Р = 500 бар) — 2) переход от ассоциации гойяцит + Srгидрофосфат к ассоциации берлинит + Sr-гидроксид-апатит при Т = 258 °C (Psat) и Т = 268 °C (Р = 500 бар) — 3) реакция дегидратации гойяцита с образованием парагенезиса Sr-гидроксид-апатит + берлинит + диаспор при Т = 300 °C (Psat) и Т = 315 °C (Р = 500 бар), которые разбивают область диаграммы на 4 поля I — IY. В пределах этих полей выявлены тройные парагенезисы твердых фаз и рассчитаны составы равновесных с ними растворов. Суммарная концентрация Sr в равновесном растворе при Т = 25 °C и Psat равна 1,20 • Ю" 4м/кгН20, при Т = 187 °C и Psat равна 1,45 • 10″ 4м/кг Н20, при Т = 258 °C и Psat равна 6, 70 • 10″ 5 м/кг Н20, при 300 °C и Psat равна 6,56 • 10″ 6 м/кг Н20 и при 350 °C и Psat равна 4,54 • 10″ 7 м/кг Н20.

4. В системе SrO — А120з ~ Р2О5 — Н20, открытой для компонента Р205, при избытке воды рассчитаны диаграммы с координатами Т — lgfp2os и Т — lgmPo6ui. в интервале температур Т = 25 — 350 °C и Р = Psat, на которых представлены поля устойчивости фосфатов алюминия (берлинита и варисцита), гидроксида алюминия (диаспора), гидрофосфата стронция, гидроксид-апатита стронция и гойяцита, которые существенно зависят от коцентрации фосфора в растворе. При Т = 100 °C в интервале концентраций lgmPo6ui. = 10″ 3 — 3 • 10″ 5 м/кг Н20 устойчивы фосфаты алюминия, при более низких концентрациях фосфора устойчив диаспор. Гидрофосфат стронция устойчив в поле фосфатов алюминия при концентрациях lgmPo6m. >3 • 10″ 4 м/кг Н20. При более низких концентрациях фосфора в растворе устойчив гидроксид-апатит стронция, поле устойчивости которого перекрывает поле диаспора. При Т = 100 °C и выше в интервале концентраций.

Ill.

5 /Г lgmPo6ui. = 2−10″ -2−10″ м/кг H20 поле устойчивости гойяцита перекрывает поля фосфатов и гидроксида алюминия. На границе полей фосфатов алюминия и диаспора концентрация Sr в равновесном растворе имеет небольшой минимум во всем интервале температур. При Т = 100 °C т8гобщ. = 1,05 • 10'7 м/кг Н20, при Т = 200 °C m 8гобщ. = 3,38 • 10″ 7 м/кг Н20, при Т = 280 °C т8гобщ. = 4,72 • 10″ 6 м/кг Н20. Значения рН равновесного раствора во всем температурном интервале убывают с повышением lgmPo6ui: при Т = 100 °C рН изменяется от 7,36 до 4,13- при Т = 200 °C рН = 5,93 — 3,57- при Т = 280 °C рН = 4,94−4,47.

5. Проведено численное моделирование локально-равновесного выщелачивания фосфора из системы SrO — А120з — Р205 — Н20, отвечающей фигуративному составу радиоактивного стекла, под действием проточной чистой воды в интервале Т = 25 — 350 °C, Psat. Положение динамического равновесия достигается при рНН2о = рНр. р, равновесного с двойными ассоциациями твердых фаз, в интервале концентраций фосфоратРобЩ. — 2 • 10″ 5 — 3 • 10″ 6 м/кг Н20 (при Т = 100 °C, рН = 6,13, т8гобщ. = 2,24 • 10″ 6 м/кг Н20- при Т = 200 °C, рН = 5,64, msi-общ. = 7,42 • 10'6 м/кг Н20- при Т = 300 °C, рН = 5, 70, т8гобщ. = 2,65 • 10″ 6 моль/кг Н20). При Т > 100 С переотложение Sr из более растворимых фосфатов в менее растворимые происходит в последовательности: гидрофосфат стронция + фосфат алюминия гойяцит + фосфат алюминия -" гойяцит + гидроксид алюминия ->• гидроксид-апатит стронция + гидроксид алюминия. При Т < 100 °C реакции гидролиза резко замедляются, и принцип локальных равновесий не выдерживается.

6. Проведена экспериментальная проверка взаимодействия Naалюмофосфатного стекла с чистой водой в проточном реакторе при Т.

112 250, 150 и 90 °C и Р = 200 атм, скорость протока воды — 0,25 см3/час. Результаты опытов при 250 °C продолжительностью 8 суток подтвердили ступенчатое выщелачивание стекла. В условиях протока воды фосфаты натрия вместе с цезием полностью выносятся из системы (стекла). Наиболее измененная зона выщелачивания представлена двойной ассоциацией гойяцит + аугелит, которая соответствует двойному парагенезису второй зоны в расчетной колонке. Результаты химического анализа раствора на выходе показывают, что Sr практически полностью фиксируется в твердой фазе. Концентрация Sr в растворе составляет.

6,0 -10″ м/л, что находится в пределах чувствительности определения. Рентгенофазовый анализ твердых продуктов опытов при 150 °C и 90 °C, продолжительностью 14 и 18 суток соответственно, не обнаружил присутствия каких-либо кристаллических фаз. По результатам химического анализа при 150 °C из стекла выносится 2,0 • 10″ 7 м/л Sr, а при 90 °C из него выносится 10″ 7 м/л Sr, что находится в пределах чувствительности определения.

Показать весь текст

Список литературы

  1. А. С., Трофименко А. В., Исхакова О. А., Колычева Т. И. Разработка состава матрицы для остекловывания концентрата стронция и цезия из высокоактивных отходов. Радиохимия. 1997. Т. 39. N6. С.562−568.
  2. Атомная наука техника в СССР. М.: Энергоатомиздат. 1987. 312 с.
  3. Н.С., Демин В. Ф., Ильин Л. А. и др. Ядерная энергетика, человек и окружающая среда. Изд. 2-е. М.: Энергоатомиздат. 1984. 312с.
  4. В. Д., Савушкина М. К. Оценка процессов выщелачивания отвержденных радиоактивных отходов в присутствии воды барьерных материалов. Атомная энергия. 1987. Т. 63. Вып. 4. С. 277 279.
  5. В. Д., Брежнева И. Е., Жихарев М. Н. и др. Основные направления работ по обращению с радиоактивными отходами в СССР. In: Nuclear Power Experience. Vienna: IAEA. 1980. V. 3. P. 167−180.
  6. Д. С., Лапин В. В., Торопов Н. А. Физико-химические системы силикатной технологии. Промсторийиздат. 1054. 371с.
  7. В. И., Кедровский О. Л., Никифоров А. С. и др. Обращение с жидкими отходами в рамках концепции замкнутого топливного цикла. Proc. Simp. Vienna: JAEA М-294/3. 1987. P. 105−116.
  8. Ю. В., Дзекун Е. Г., Дрожко Е. Г. и др. Стратегия обращения с радиоактивными отходами на производственном объединении «Маяк». Вопросы радиационной безопасности. 1996. N 2. С. 3−10.
  9. Ю.Зарайский Г. П. Экспериментальное моделирование зарастания единичной трещины при фильтрации воды в порфирите. В сб. «Геохимические проблемы захоронения радиоактивных отходов». 1994. Миасс. Вып. 18. С. 139−165.
  10. И. П., Котова Н. П. Исследование устойчивости Na А1 -фосфатного стекла, содержащего радиоактивные изотопы Sr и Cs, в контакте с водой при Т = 25 350°С и Р = Psat — 500 бар. Радиохимия. 1999. Т. 41. N 1. С. 90 — 94.
  11. И. П., Котова Н. П. Устойчивость технологического стекла, 90 137содержащего отходы радиоактивных изотопов Sr и Cs, в условиях глубинного захоронения. Геология рудных месторождений. 1999. Т. 41. N4. С. 356−365.
  12. Испытания отверженных радиоактивных отходов посредством длительного выщелачивания. Международный стандарт. Per. N UCO 6961−82. 1984.
  13. О. Л., Шищиц И. Д., Леонов Е. А. и др. Основные направления решения проблемы надежной изоляции радиоактивных отходов в СССР. Атомная энергия. 1968. Т. 4. С. 287−294.
  14. О. Л., Шищиц И. Д., Косарева И. М. Обоснование условий локализации высокоактивных отходов и отработанного ядерного топлива в геологических формациях. Атомная энергия. Т. 70. Вып. 5. 1991. С. 294−297.
  15. Д. С. Теория метасоматической зональности. М.: Наука, 1969. 110с.
  16. Д.С. Подвижность и инертность компонентов при метасоматозе. Изв. АН СССР. Отд-ние мат. и естеств. наук. 1936. N 1. С. 35−59.
  17. Д. С. Теоретические основы анализа парагенезисов минералов. М.: Наука. 1973. 288с.
  18. Н.П., Иванов И. Р. Исследование устойчивости алюмофосфатов стронция в системе Sro-Al203-P205-H20 в интервале Т=25−350°С и P=Psat-500 бар. Геохимия. 1999. N 2. С. 166 171.
  19. .Т., Омельяненко Б. И., Петров В. А., Юдинцев С. В. О миниминазации экологического риска при выборе места длямогильника высокоактивных отходов в геологической среде. Проблемы окружающей среды и природных ресурсов. 1994. N 1. С. 117.
  20. Краткий справочник физико-химических величин. Л.: Химия. 1967. 180с.
  21. Н. В., Куличенко В. В., Саламатина Р. Н. Влияние «теплового прошлого» на свойства остеклованных высокоактивных отходов. Атомная энергия. 1990. Т. 69. Вып. 4. С. 244−246.
  22. Н. В., Саламатина Р. Н., Шаврук В. В., Юзвикова М. А. Исследования возможного выщелачивания компонентов из фосфатных стекол в пластовую воду гранитных формаций. Атомная энергия. 1990. Т. 69. Вып. 5. С. 303−306.
  23. В. В., Крылова Н. В., Мусатов Н. Д. Термическая, химическая и радиоционная устойчивость остеклованных радиоактивных отходов. In: Proc. Management of Radioactive Waster from the Nuclear Fuel Cycle. Vienna: IAEA. 1976. T.2. C. 85−96.
  24. H. П., Канцель А. В., Лисицин А. Г. Омельяненко Б. И., Пэк
  25. A. А., Сельцов Б. М., Филоненко Ю. Д. Основные задачи радиоэкологии в связи с захоронением радиоактивных отходов. Атомная энергия. Т. 71. Вып. 6. 1991. С. 523−533.
  26. Н. П., Омельяненко Б. И., Соболев И. А., Стефановский С.
  27. B. Минералогия и геохимия консервирующих матриц высокоактивных отходов. Геология рудных месторождений. 1997. Т. 39. С. 211−228.
  28. Н. П., Омельяненко Б. И., Юдинцев С. В., Никонов Б. С. Цирконолит как матрица для иммобилизации высоактивных отходов (ВАО). Геология рудных месторождений. 1996. Т. 38. N 5. С. 387−395.
  29. Н.П., Юдинцев С. В., Омельянеко Б. И., Никонов Б. С., Стефановский С. В. Мураитовая керамика для иммобилизации актинидов. Геология рудных месторождений. 1999. Т. 41. N 2. С. 99 108.
  30. Н.П., Омельяненко Б. И., Величкин В. И. Геологические аспекты проблемы захоронения радиоактивных отходов. Геоэкология. 1994. N 6. С. 3−19.
  31. А. С., Алой А. С., Долгов В. В. и др. Обращение с высокоактивными отходами, образующимися в процессе регенерации ядерного топливного цикла. Атомная энергия. Т. 63. Вып. 5. 1987. С.319−323.
  32. Ю. Б. Индукционная плавка окислов. Л.: Энергоатомиздат. 1983.
  33. А. В. Термодинамические свойства кристаллических фосфатов системы Na А1 — Р — О — Н (Sr) при 298 -620 К. Черноголовка. Фонды ИЭМ РАН. 1992. 25с.
  34. А. М., Дубакина Л. С., Кривоконева Г. К. Муратаит в предсказанной ассоциации с ландауитом. Докл. АН СССР. 1981. Т. 261. N3. С. 741−744.
  35. Подземное захоронение радиоактивных отходов. Основное руководство. Вена: МАГ ATE. 1981. 56 с.
  36. Е. С., Алексеев О. А., Ананина Т. Н., Ермолаев Е. Е. Поведение диоксида плутония в расплаве фосфатного стекла. Радиохимия. 1989. N 1. С. 140−144.
  37. Е. С., Ананина Т. Н., Алексеев Б. С., Ермолаев Е. Е. Исследования долговременной стабильности фосфатного стекла с альфа-излучателем. Радиохимия. 1997. Т. 39. Вып. 2. С. 182−186.
  38. Пудовкин 3. В., Пятенко Ю. А. Рентгенографическое исследование цирконолита и его синтетического аналога. Рентгенография минерального сырья. М.: Недра. 1964. С. 25−39.
  39. Пудовкин 3. В., Пятенко Ю. А. О цирконолите и его кристаллографических характеристиках. Новые данные о минералах СССР. М.: Наука. 1966. С. 124−133.
  40. В. М., Сорокин В. Т., Козлов А. Е., Кузнецова А. И. Физико-химические аспекты захоронения остеклованных радиоактивных отходов в геологические формации. М.: ЦНИИ Атоминформ. 1988. 45с.
  41. И. А., Стефановский С. В., Лифанов Ф. А. Синтез керамики типа SYNROC из расплава. Радиохимия. 1993. Т. 35. N 3. С. 99−105.
  42. И. А., Лифанов Ф. А., Стефановский С. В., Дмитриев С. А., Захаренко В. Н., Кобелев А. П. Снижение улетучивания компонентов при электроварке боросиликатного стекла. Стекло и керамика. 1987. N4. С. 9−10.
  43. И. А., Лифанов Ф. А., Стефановский С. В., Дмитриев С. А., Захаренко В. Н., Кобелев А. П. Улетучивание компонентов при электроварке стекла. Стекло и керамика. 1987. N 2. С. 14−15.
  44. И. А., Коренков И. П., Хомчик Л. М., Проказова Л. М. Охрана окружающей среды при обезвреживании радиоактивных отходов. М. 1989. 167 с.
  45. Справочник химика. Л.: Химия. 1971. Т. 2. 1168с.
  46. С. В. Структура и некоторые свойства стекла для иммобилизации радиоактивных отходов среднего уровня активности. Физика и химия стекла. 1990. Т. 16. N 5. С. 818−827.
  47. С. В., Юдинцев С. В., Никонов Б. С., Омельяненко Б. И. Изучение материала Синрок. Геоэкология. 1996. N 4. С. 58−74.
  48. С. В., Юдинцев С. В., Омельяненко Б. И., Дэй Р. А., Вэнс Е. Р. Полиминеральная матрица высокоактивных отходов. Доклады РАН. 1998. Т. 360. N 1. С. 96−99.
  49. С. В., Лифанов Ф. А. Фазовое разделение при фиксации сульфатсодержащих радиоактивных отходов в стекло СаО В203 — Si02. Радиохимия. 1988. Т. 30. N 6. С. 825−829.
  50. С. В, Соболев И. А., Лифанов Ф. А&bdquo- Дмитриев С. А. Микроструктура и химическая устойчивость стекол, содержащих радиоактивные отходы среднего уровня активности. Радиохимия. 1988. Т. 30. N6. С. 820−824.
  51. Физико-химические свойства окислов. М.: Металлургия. 1969. 455с.
  52. Ю. Б. Исследование поведения алюмосфатного стекла, содержащего Cs и Sr, в грунтовой воде при температурах 25−300°С и давлении 200 атм. В сб. «Геохимические проблемы захоронения радиоактивных отходов». 1994. Миасс. Вып. 18. С. 166−181.
  53. М. Б. Гидротермальная обработка перспективный технологический прием для производства стекла, керамики и полнокристаллических силикатных материалов. Неорганические материалы. 1983. Т. 19. N 5. С. 23.
  54. Adams J. W., Botinelly Т., Sharp W. N., Robinson K. Murataite, a new complex oxide from El Paso Country, Colorado. Americ. Mineralogist. 1974. V. 59. NI/2. P. 172−178.
  55. Bates J. K., Steindler M. J. Alternation of nuclear waste glass by hydration. Mat. Res. Soc. Proc. 1983. V. 15. P. 83−90.
  56. Bayliss P., Mazzi F., Munno R. And White T. J. Mineral nomeclature: zirkonolite. Mineral. Mag. 1989. V. 53. Pt. 5. P. 565−569.
  57. Bernadzikowski Т. A., ed. The evaluation and selection of candidate high level waste forms. Springfield: National Nechnical Infor. Serv. 1982. USDOE. TIC-11 611.
  58. Bourcier W. L., Peiffer D. W., Knauss K. G. et al. Scientific basis for nuclear waste management XIII. Material Research Society Symposium Proceedings. 1990. V. 176. P. 209.
  59. Chapman N, VcKinley I. The Geological Disposal of Nuclear Waste. Great Britan. J. Willey and Sons. 1988. 280 p.
  60. Chemical Durability and Related Properties of Solidified High-Level Waste Forms. Technicfl Report Str. N 254. Vienna: IAEA. 1985.
  61. Crovisier J. L., Atassi H., Daux V. et al. Scientific basis for nuclear waste management. Material Research Society Symposium Proceedings. 1988. V. 127. P. 41.
  62. Dzekun E. G., Glagolenko Y. V., Drojko E. G. et al. Industrial scale-plant for HLW partinioning in Russia. Proc. Intern. Top. Meet. On Nucl. And Hazard. Waste Management. Spectrum ' 96. Seattle. Amer. Nucl. Soc. 1996. P. 2138−2139.
  63. R. С., Hawthorne F.C. Murataite, a UB12 derivative structure with condensed Keggin molecules. Canad. Mineralogist. 1995. V. 35. P. 12 231 229.
  64. Ewing R. C. Webert W. J., Clinard E. W. Radiation effects in nuclear waste forms for high-level radioactive wastes. Progress in Nuclear Energy. London: Pergamon. 1995. V.29. N 2. P. 63−127.
  65. Freeborn W. P., Wite W. B. Hydrothermal dissolution of nuclear waste ceramics. Advances in Ceramics. 1984. V. 8. P. 368−376.
  66. Garrels P.M., Christ C.L. Solutions, Minerals and Equlibria. Harper and Row. New York, 1965. p. 367.
  67. Gahlert S., Ondaracek G. Sintered glass. Radioactive Waste Forms for the Future. Amsterdam: Elsevier Sci. Publ. 1988. P. 161−192.
  68. Harrington R. Apps. J. Solidification of hight-level waste. Underground Space. 1982. V. 6. P. 259−263.
  69. Hench I. Clark D., Harher A. Review nuclear waste solids. J. Mater. Sci., 1986. V.21.N5.P. 1457−1478.
  70. Hench L. L, Clark D. E., Campbell J. High level waste immobilization forms. Nuclear and Chemical Waste Management. 1984. V. 5. P. 149−173.
  71. Kesson S. E., Sinclair W. J., Ringwood A. E. Solid solution limits in SYNROC zirconolite. Nuclear and Chemical Waste Management. 1983. V. 16. P. 173−200.
  72. Knyazev O. A., Nikonov B. S., Omelianenko B. J. et al. Preparation and characterization of inductively-melted SYNROC. Proc. Intern. Top. Meet. on Nuct. And Hazard. Waste Managem. Spetrum ' 96. Seattle: Amer. Nucl. Soc. 1996. P. 2138−2139.
  73. Kotova N. P., Ivanov I. P. Stability of Na Al — phosphate glass containing 90Sr and 137Cs in contact with water (application to the subsurface burial ofradioactive waste in geological formation). Experiment in Geosciences. 1996. V. 5. N1.P. 93−94.
  74. Kotova N. P., Ivanov I. P. Thermodynamic modelling of leaching of Na07 107
  75. Al-phosphate glass containing radioactive Sr and Cs isotopes by underground water under buriel conditions. Experiment in GeoSciences. 1999. V. 8. N. l.P. 77−79.
  76. Lutze W. Silicate glasses. Radioactive Waste Forms for the Future. Amsterdam: Elsevier Sci. Publ. 1988. P. 1−160.
  77. Mendel J. E., ed. Final report of the defence high level wastes leaching mechanisms program. Richland: Battele Pacific Northwest Laboratories. 1982. Report N Pn L-5157.
  78. Morgan P. E. D., Ryeson F. J. A new «cubic» crystal compound. J. Mater. Sci. Lett. 1982. V. 1. N 8. P. 351−352.
  79. Morgan P. E. D., Harker А. В., Flintoff J. F. et at. Development in SRP «composite» defense ceramic radwaste forms. Advances in Ceramics. 1984. V. 8. P.234−246.
  80. Ringwood A. E. Safe disposal of high-level nuclear reactor wastes: A new strategy. Canberra: Austral. Nat. Univ. Press. 1978.
  81. Ringwood A. E. Safe disposal of high-level radioactive wastes. Fortsch. Mineral. 1980. Bd. 58. H. 2. P. 149−168.
  82. Ringwood A. E., Kesson S. E., Ware N. G. et al. Immobilization of high level nuclear reactor waste in SYNROC. Nature. 1979. N 278. P. 219−223.
  83. Ringwood A. E., Kesson S. E., Reeve K. D., Levins D. M., Ramm E. J. SYNROC. Radioactive Waste Forms for the Future. Amsterdam: Elsevier. 1988. P. 237−333.
  84. Ringwood A. E. Disposal of high-level nuclear wastes: a geological perspective. Mineral. Mag. 1985. V. 49. Pt. 2. N 351. P. 159−176.
  85. Ringwood A. E., Kesson S. E., Ware N. G. et al. Immobilization of hihg-level nuclear reactor wastes in SYNROCK. Nature. 1979. N 278. P. 219 223.
  86. Ringwood A. E., Kesson S. E., Reeve K. D. et al. Synrock. Radioactive Waste Forms for the Future. Amsterdam: Elsevier. Sci. Publ. 1988. P. 233 334.
  87. Robie R. A., Hemingway B. S., Fisher J. R. Thermodynamic properties of mineral and related substances at 298.15 К and 1 bar (105 Pascals) pressure and at higher temperatures. Geol. Surv. Bull. 1978. N 1459. 456 P
  88. Roy R. Science underlying radioactive waste management: status and needs. Science basic for nuclear waste management. Boston. 1979. V. 1 P. 1−20.
  89. Sales В. C., Boather L. A. Lead-iron phosphate glass. Radioactive Waste Forms for the Future. Amsterdam: Elsevier Sci. Publ. 1988. P. 193−232.
  90. Tait J., Hayward P., Devgyn J. Tecknologies for the containment, immodilization and diposal of radioactive wastes. Can. J. Civil Engng. 1989. V. 16. N4. P. 444−458.
  91. Thompson J.B. The thermodynamic basis for the mineral facies concept. Am. J. Sci. 1955. V. 253. N 2. P. 42−67.
  92. Tempest P. A. A comparison of borosilicate glass and synthetic mineral as media for the immobilization of high level radioactive-waste. Nucl. Techn. 1981. V. 52. N3. P. 415−425.
  93. Vance E. R., Begg B. D., Day R. A., Ball C. J. Zirconolite-rich ceramics for actinide waste. Proc of the XYIII the Intern. Symp. On Sci. Basis Nucl. Waste Management. Kyoto. 1994. Pittsburgh: MRS. 1995. V. 353. P. 767−774.
  94. Vanse E. D., Hart K. P., Day R. A. et al. Excess Pu dispositions in zirconolite-rich SYNROC containing nepheline. Proc. of the XIX Intern. Symp. On Sci. Bas. Nucl. Waste Managements. Boston. 1995. Pittsburgh: MRS. 1996. V. 412. P. 49−55.
  95. Winchel A.N., Winchel G. The microskopical haractors of artificial inorganic solid substancies: Optical properties of artificial minerals. Academic Press, New Work and London, 1964.
  96. Zachariasen W. H. The atomic arrangment in glass. J. Amer. Chem. Soc. 1932. V.54. N 10. P. 3841−3851.
Заполнить форму текущей работой

Сдать сессию!