آمايش پسمانهای مواد راديواكتيو مایع جهت رهاسازی به محيط زيست دریایی
مقدمه:
پسمان هاي راديواكتيو بر اثر آلودگي مواد جامد يا مايعات با راديونوكلوييدها يا توسط اكتيو شدن آنها به وسيله نوترون در رآكتور توليد مي‌شود. بسته به مقدار اكتيويته اندازه‌گيري شده (كه بر حسب كوري در واحد حجم يا متر مكعب بيان مي‌شود) پسمان هاي راديواكتيو را طبق اكتيويته ويژه آنها به صورت زير طبقه بندي مي نمايد.
1ـ پسمان هاي با اكتيويته ضعيف Low Active waste با اكتيويته اي كمتر از .0.1Ci/m3
2ـ پسمان هاي بسيار اكتيو متوسط Medium Active با اكتيويته اي بين .0.1-104Ci/m3
3ـ پسمان هاي بسيار اكتيو High Active Waste (HAW) با اكتيويته اي بيشتر از .104Ci/m3 علاوه بر طبقه بندي فوق كه براساس ميزان اكتيويته در نظر گرفته شده است، دسته بندي ديگري نيز مطابق شكل فيزيكي پسمان به صورت زير وجود دارد.
پسمان مايع
پسمان جامد
پسمان گازي شكل
زباله هاي اتمي آلاينده هايي هستند كه از منابعي مانند انفجار سلاحهاي هسته اي در جو زمين، مواد خروجي از تاسيسات هسته اي، مواد راديو اكتيو آزاد شده از كشتيها و زير درياييهاي هسته اي، دفع پسمانهاي پرتوزا در دريا، بروز حوادثي نظير چرنوبيل، مفقود شدن چشمه هاي پرتوزا و سوختن ماهواره هايي با سوخت عناصر راديو ايزوتوپ وارد محيط‌زيست مي شوند.
آمارها نشان مي دهند كه در بيش از 50 منطقه در قسمتهاي شمالي اقيانوس اطلس و آرام مقاديري از پسمانهاي پرتوزاي بسته بندي شده با اكتيويته پايين دفن شده اند. اولين عمليات دفن پسمان در سال 1946 در منطقه اي واقع در شمال غربي اقيانوس آرام، حدود 80 كيلومتر دور از سواحل كاليفرنيا و آخرين عمليات در سال 1982 در ناحيه اي حدود 550 كيلومتر دور از فلات قارة اروپا در اقيانوس اطلس انجام گرفته، در طي اين 36 سال، 12 كشور 47 منطقه را براي دفن اين مواد مورد استفاده قرار دادند (شكل 1).
مهمترين مسئله در دفن مواد پروتوز در اعماق دريا، طولاني بودن نيمه عمر فيزيكي عناصر پرتوزا در محيط زيست انسان است. طبق پيشنهاد IAEA، بسته بندي بسته هاي پسمان بايد به نحوي باشد كه هنگام جابجايي و يا برخورد با كف دريا و در زمان كاهش اكتيويتة آنها آلودگي ايجاد نگردد.
تحقيقات انجام شده نشان مي دهند كه در سالهاي 1946 الي 1982 حدوداً (Mci 24/1) PBq 46 ناشي از پسمانهاي پرتوزاي حاصل از فعاليتهاي پژوهشي، پزشكي، صنايع هسته اي و نظامي بوده، كه اين پسمانها معمولاً با مخلوطي از بتون يا قير در بشكه هاي 200 ليتري و در دريا دفن شده اند. نوع عنصر پرتوزا در بسته ها فقط در مورد تريتيم و Ra-226 به ثبت رسيده است (شكل 2).
بيش از 98% كل مواد پرتوزاي پسمان را ساطع كننده هاي بتا-گاما تشكيل ميدهند كه تريتيم به تنهايي يك سوم مواد پرتوزاي دفن شده در نواحي شمال غربي اقيانوس اطلس را نشان مي‌دهد.[1]
در سال 1996، آزمايشگاه محيط زيست دريايي (MEL) IAEA، پروژه پنج ساله اي را تحت عنوان “پژوهشي در مواد پرتوزا در كليه درياها” (MARS)، با همكاري و حمايت آژانس علمي و تكنولوژي ژاپن (STA) در منطقه اقيانوس آرام شمالي و اقيانوس اطلس شروع نمود.
برخي موضوعات خاص مطرح شده در پروژه عبارت بود از:
بررسي توزيع عناصر پرتوزاي كليدي مانند تريتيم، Cs-137، Sr-90، C-14 و ايزوتوپهاي پلوتونيم در آب، رسوب و موجودات آبزي اقيانوسها.
تعيين منابع اصلي عناصر پرتوزاي مصنوعي در اقيانوسها.
در حمايت از اين فعاليت پژوهشي، در سال 1998 “برنامة تحقيقاتي هماهنگ شده اي” (CRP) به منظور مطالعه مواد پرتوزا در دريا توسط كارشناسان كشورهاي دانمارك، آلمان، هند، ايتاليا، ژاپن، جمهوري كره و ايالت متحده آمريكا شروع شد.
همچنين در راستاي اهداف زيست محيطي، از طرف MEL گروهي از متخصصين ژاپني، كره اي و روسي براي بررسي غلظت راديولوژيكي محيط زيست دريا در مناطق شمال غربي اقيانوس آرام و درياهاي حاشيه اي كه اين سه كشور براي دفن مواد پرتوزا استفاده ميكنند به اين منطقه اعزام نمود، كه در مرحلة اول در سال 1994 از درياي ژاپن و در مرحلة دوم در سال 1995 از درياي اختسك Okhotsk، شمال غربي اقيانوس آرام و درياي ژاپن بازديد بعمل آوردند و از 14 ايستگاه كه پسمانهايي با پرتوزايي بيش از TBq 700 دفن شده بود و همچنين از 6 ايستگاه خارج از اين مناطق نمونه برداري شد و در محدوده جزيرة Sakhalin در درياي اختسك كه چشمة Sr-90 با قدرت PBq 13 مفقود شده بود نمونه برداري صورت گرفت.
در اين نمونه ها متخصصين MEL عناصر تريتيم، Am-241، Pu-238،Pu-239،Pu-240، Cs-137، I-129، Sr-90، C-14 را اندازه گيري نمودند كه در نتايج بدست آمده افزايشي در ميزان پرتوزايي عناصر مشاهده نشد. آمارهاي بدست آمده از ميزان Sr-90، Pu-239، Pu-240، Cs-137، در مقاطع طولي آب و رسوبات دريايي مقاديري بيش از حد انتظار را كه ناشي از حوادث هسته اي است نشان مي‌دهد.
معهذا براي بررسي بيشتر مواد پرتوزا در دريا نياز به ارزيابي كاملتري از مواد پرتوزا در محيط زيست دريا مي‌باشد. MEL كار پژوهش و آناليز روي مواد و منابع پرتوزا به دريا و اقيانوسها و توزيع آنها را در محيطهاي آبي و دز ناشي از مواد پرتوزا را از طريق مواد غذايي دريايي متمركز نموده كه نتايج بدست آمده از اين تحقيقات ميتواند به تصميم گيري در زمينه هاي مختلف زيست محيطي دريا كمك نمايد.[2]
ما در اين مقاله به چگونگي آمايش پسمان هاي راديواكتيو مايع جهت دفن در دريا با رعايت نكات لازم جهت حفاظت از محيط زيست مي پردازيم.
روش هاي پيشنهادي جهت جلوگيري از ورود پسمان هاي هسته اي به محيط زيست:
پسمان داري در تاسيسات هسته اي جلوگيري از سرايت راديونوكلوييدهاي مصرف شده در مقادير غير مجاز و غلظت هاي خطرناك به محيط زيست دريايي مي‌باشد. اين هدف با سه روش متفاوت انجام مي گيرد.
1ـ رقيق شدن و پخش: اين روش براي گازهاي راديواكتيو و در موارد استثنايي براي پسمان هاي مواد راديواكتيو انجام مي گيرد. به شرطي كه دستورالعمل هاي عمومي و قوانين مربوطه آن را مجاز بداند. توسط برخي از تصميم گيرندگان محلي ممكن است محدوديت هايي در اين زمينه ايجاد شود.
2ـ انبارداري كوتاه مدت و كنترل شده تا مرحله تجزيه: اين روش فقط براي پسمان هايي كه محتوي راديونوكلوييدهاي كوتاه عمر هستند قابل استفاد مي‌باشد.
3ـ تغليظ و نگهداري: اين روش فقط تا جايي قابل استفاده است كه پتانسيل ايجاد خطر از نظر پرتودهي در پسمان بالا و راديونوكلوييدهاي موجود در آن طويل العمر باشند. اين روش فقط در رابطه با پسمان هاي با اكتيويته متوسط و بالا اعمال مي گردد.
براي كاهش حجم پسمان هاي مايع از روش هاي رسوبگيري، هم رسوبي، تبادل يوني و تبخير استفاده مي‌شود.
1ـ روش رسوبگير شيميايي: كه شامل افزودن بعضي معرف ها است و تعيين فاكتور رفع آلودگي براي عناصري مثل سزيم 137 و استرنسيم 90 بسيار حائز اهميت است. از مزاياي قابل ذكر اين روش اين است كه مي توان از آن براي حجم هاي بسيار زياد پسمان محتوي انواع نمك ها استفاده كرد. لجن هاي ايجاد شده را نيز با اين روش تغليظ مي كنند.
Df يا فاكتور رفع آلودگي (Decontamination factor) در اين روش از روش هاي ديگر كمتر است. ( )103 و ( ) 102 < Df < 10. اين فرآيند داراي چهار مرحله به صورت زير است:
الف) افزودن مواد شيميايي با تغيير PH براي تشكيل رسوب،
ب) انعقاد رسوب
ج) ته نشيني
د) جدا سازي جامد مايع
روش رسوب گيري از نظر كاهش حجم و جدا كردن راديونوكلوييدهاي مختلف از جريان پسمان و آمايش نقش بسيار مهمي را بازي مي كند. كمپلكس دهنده ها و دترجنت ها در اين فرآيند ايجاد مزاحمت مي كنند. تركيبات كمپلكس دهنده از ثبات پايداري بالايي برخوردارند و ليگاندهاي چند دندانه اي مي توانند با آكتنيدها و لانتانيدها تشكيل كمپلكس بدهند. اين كمپلكس ها در مقابل تركيبات رسوب دهنده از پايداري بالايي برخوردار مي باشند. در اغلب موارد براي جداسازي اين عناصر از يكديگر از روش تبخير و تبادل يوني استفاده مي‌شود.
2ـ روش هاي تبادل يوني: روش هاي تبادل يوني براي تصفيه مايعات ناخالص با مقدار املاح كم به كار مي‌رود. مثلا، در استخر نگهداري ميله هاي سوخت، رزين هاي تبادل يوني كه با اكتيويته باردار شده‌اند. به صورت پسمان جامد دور ريزي يا بازسازي مي شوند كه در اين صورت محلول حاصل از شستشو مانند پسمان مايع احتياج به عمليات بعدي دارد. محلول هاي غليظ حاصله بر اثر رفع آلودگي، رسوبات لجن ها و مواد كمكي صاف كننده بايستي قبل از ارسال به انبار نهايي، به صورت يك محصول مقاوم جامد گردند. بدين منظور تا كنون دو روش قير وسيمان كردن انتخاب شده اند كه اين دو روش در دفتر پسمان داري سازمان انرژي اتمي انجام مي‌شود و همچنان در حال توسعه و تكوين است.
روش تبادل يوني روش بي اندازه مناسبي است به شرطي كه يون هاي مشابه غير اكتيو در محلول پسمان وجود نداشته باشد. فاكتور رفع آلودگي در اين روش در گستره 102 تا 104 مي‌باشد. روش تبخير با توجه به ميزان هزينه آن از نظر مصرف جريان الكتريسيته مقرون به صرفه نمي باشد. فاكتور رفع آلودگي بين 105 تا 107 مي‌باشد. براي جداسازي سزيم 137 كه عنصري الكتروپوزيتو است و از ميل تركيب شيميايي بالايي برخوردار است و ضمن حوادث هسته اي به صورت ذرات معلق وارد اتمسفر، دريا و اقيانوس ها مي‌شود، از روش تبادل يوني توسط تبادل كنندگان معدني مانند آمونيوم موليبدن فسفات (AMP) استفاده مي‌شود. قدرت بازدارندگي AMP براي سزيم 137، معادل 62 گرم سزيم 137 براي هر كيلوگرم AMP مي‌باشد. قدرت بازدارندگي AMP در محيط اسيدي ـ قليايي در گستره PHهاي مختلف و همچنين غلطت يون هاي خارجي موجود در محلول انجام مي‌شود. بنابراين آمونيوم موليبدن فسفات در كليه شرايط بهينه از قدرت بازدارندگي بسيار بالايي براي سزيم 137 برخوردار است.
بحث و نتيجه گيري:
آمايش پسمانهاي مواد راديواكتيو پس از تثبيت در سيمان، قير و شيشه هاي سراميكي بايد از قدرت حرارتي و پايداري بالايي برخوردار باشد كه ضمن برخورد ذرات آلفا به آن از داخل متلاشي نشده و آلودگي محيط زيست دريا را بوجود نياورد. بايستي قبل از رهاسازي اينگونه راديونوكلوئيدها به بستر بنابراين اقيانوسها كليه آزمايشها از نظر سينتيكي، ميزان نشست آن در تابعيت از PH و غلظت نمك‌هاي موجود در آب دريا مورد بررسي قرار گيرد. چنانچه اين نتايج بازده و راندمان خوبي از نظر مقاومت، پايداري از خود نشان داد مي‌توان طبق مجوز آژانس بين المللي انرژي اتمي اينگونه پسمانها را در بستر اقيانوس ها دفع نمود.
آزمايش هاي انجام شده در اين تحقيق نشان مي‌دهد كه جدا سازي راديونوكلوئيدها از جريان پسمان مايع با استفاده از روش رسوب گيري و تبادل يوني بخوبي امكان پذير است. سزيم را نيز مي توان از جريان پسمان مايع توسط رزين هاي تبادل كننده معدني مانند آمونيوم موليبدن فسفات در PH هاي اسيدي، قليايي و وجود يونهاي خارجي در محلول بخوبي جدا سازي كرد. قدرت بازدارندگي آن طبق آزمايش انجام شده. 62 گرم سزيم 137 براي يك كيلوگرم AMP (آمونيوم موليبدن فسفات) مي‌باشد. و پس از اين فرآيند پسمان مايع، جامد و آماده رها سازي به محيط زيست دريايي مي‌شود
REFERENCES:
1- INTERNATIONAL ATOMIC ENERGY AGENCY, Sea Disposal of Radioactive Waste, IAEA-TECDOC-588, IAEA, VIENNA, 1991.
2- BULLETIN, QUARTERLY JOURNAL OF THE INTERANATIONAL ATOMIC ENERGY, Vol. 40, No. 3, 1998. VIENNA, AUSTRIA
3- Karlen, G. Johanson, K.J. Bergstroem, R. ‘Seasonal variation in the activity concentration of Cs137 in Swedish roe-deer and their daily intake’ Vol. 58, J. Environ. Radioact. 14 (1991) 91-103.
4- International Atomic Emergy Agency. ‘Handling, Conditioning and Disposal of Spent Sealed Sources’ IAEA-TECDOC-548, Vienna (1990).
5- International Atomic Energy Agency. ‘Radioactive Waste Management Glossary’ Second Edition, IAEA-TECDOC-447, Vienna (1998).
6- Aarkorg, A. ‘Translocation of radionuclides in cereal crops’ Ecological Aspects of Radionuclide Release. Special Publication Series of the British Ecological Society No. 3. Blackwell Scientific Publications. Oxford (1983) 81-90.
7- Mueller, H. Eisfeld, K. Mattheis, M. Proehl, G. ‘Contamination of crops by irrigation with radioactively contaminated water’ The Transfer of Radioactive Materials in the Terrestrial Environment Subsequent to an Accidental Release to Atmosphere (Proc. Sem. Dublin, 1983), Commission to the European Communities, Luxembourg (1983).
8- Nair, S. ‘A sensitivity study of ingestion population dose following a hypothetical atmospheric release from a nuclear power station’ The Transfer of Radioactive Malerials in the Terrstrial Environment Subsequent to an Accidental Release to Atmosphere (Proc. Sem. Dublin, 1983), Commission of the European Communities, Luxembourg (1983).
9- Roberts, J.A. ‘Terrestrial pathways model for NUCRAC-SAI’ The Transfer of Radioactive Materials in the Terrestrial Environment Subsequent to an Accidental Release to Atmosphere (Proc. Sem. Dublin, 1983), Commission to the European Communities, Luxembourg (1983).
10- International Atomic Energy Agency. ‘Design, Construction, Operation, Shut down Ground’ Safcty Scrics 63, IAEA, Vienna (1984).
11- International Atomic Energy Agency ‘Site Investigations. Design, Construction, Operation, Shut-down and Survellance of Repositories for low and Intermediate Level Radiactive Wastes in Rock Cavities’ Safcty Scrics 62, IAEA, Vienna (1984).
12- International Atomic Energy Agency ‘Management of Radioactive Wastcs Produced by Users of Radioactive Materials’ Safety Series 70, IAEA, Vienna (1985).
13- International Atomic Energy Agency ‘Regulations for the Safe Transprot of Radioactive Material’ 1985 Edition, Safety Series 6, IAEA, Vienna (1985).
گردآورندگان:
1-ايرج بيات، دكترای راديوشيمی
2- سيدحسين اميديانی، دكترای فيزیك هسته‌ای
[استفاده از مقاله با ذکر منبع مجاز می باشد]
گزیده ای از تازه های نجومی و بخش هایی از مقالات، تالیفات و سخنرانی های دکتر سید حسین امیدیانی: