Радиохимия, 2019, т. 61, N 5, c. 427-432

427

Численное моделирование выщелачивания алюмофосфатного

стекла в статическом режиме в присутствии бентонита

^а Институт проблем безопасного развития атомной энергетики РАН,

115191, Москва, Большая Тульская ул., д. 52; *e-mail: kaboldyrev@gmail.com

^б Институт физической химии и электрохимии им. А. Н. Фрумкина РАН,

119071, Москва, Ленинский пр., д. 31, корп. 4

Получена 25.09.2018, после доработки 21.12.2018, принята к публикации 24.12.2018

УДК 542.61:666

Представлена численная кинетическая модель выщелачивания алюмофосфатного стекла - аналога

стекломатрицы РАО - в статическом режиме в присутствии бентонита с учетом сорбционных процес-

сов, построенная на основе экспериментальных данных. Модель описывает кинетику растворения стек-

ла в рамках подхода приближения к равновесию с учетом блокирования поверхности продуктами кор-

розии стекла. Сорбция описывается в рамках модели ионного обмена. Моделирование проводили в рас-

четном коде PhreeqC.

Ключевые слова: стекломатрица радиоактивных отходов, алюмофосфатное стекло, радионуклиды,

пункты глубинного захоронения радиоактивных отходов, контейнер изолирующий, барьеры безопасно-

сти, бентонит, выщелачивание, сорбция, PhreeqC.

DOI: 10.1134/S0033831119050125

В Российской Федерации промышленное отвер-

Моделирование выщелачивания стекломатриц

ждение жидких высокоактивных РАО в алюмофос-

широко развито за рубежом, однако созданные

фатное стекло началось в 1987 г. [1]. Наработанные

стройные и малопротиворечивые модели выщелачи-

тысячи тонн остеклованных РАО в настоящее время

вания, учитывающие в том числе широкий ряд про-

размещены во временном хранилище на территории

исходящих химических и физических процессов,

ПО «Маяк». В соответствии с Федеральной целевой

описывают в основном растворение боросиликатных

программой «Обеспечение ядерной и радиационной

стекломатриц, как основных стекол, каптирующих

безопасности на 2016-2025 гг. и на период до

РАО (например, [6-11] и др.). Опыт же геохимиче-

2030 г.» (ФЦП ЯРБ-2) с целью окончательной изоля-

ского моделирования выщелачивания алюмофосфат-

ции от биосферы эти отходы предполагается пере-

ных стекол явно недостаточен. В статье [12] создана

местить в пункт глубинного захоронения РАО

экстраполяционная временнáя модель выщелачива-

(ПГЗРО), создаваемый в недрах Нижнеканского мас-

ния на основе результатов выщелачивания в статиче-

сива в Красноярском крае [2].

ском режиме компонентов стекломатрицы из алюмо-

Методики получения фосфатных матриц за рубе-

фосфатного стекла с имитаторами радионуклидов. В

жом начали разрабатываться еще в 1960-е гг. Натрие-

работах [13, 14] созданы математические модели вы-

воалюмофосфатные стекла исследовались в ФРГ как

щелачивания и коррозии стекла в условиях захороне-

часть процесса PAMELA (солидификация в фосфат-

ния с учетом параметров образования коррозионного

ные стекла и каптирование металлов ЖРО) [3]. Низ-

слоя, однако учет химических процессов в них весь-

кощелочные железо-алюминиево-фосфатные стекла,

ма ограничен.

как было обнаружено, имеют высокую стабильность,

Современный подход к обеспечению безопасно-

даже более высокую, чем у боросиликатных стекол

сти объектов использования атомной энергии пред-

[4]. Тем не менее, основной интерес за рубежом при-

полагает рассмотрение эволюции объекта с учетом

влекают боросиликатные стекла вследствие приня-

всего многообразия процессов, важных для оценки

тия к производству стекломатриц данного типа во

динамики распространения радионуклидов сквозь

многих странах (Бельгия, Великобритания, Герма-

каскад изолирующих барьеров безопасности (ИББ).

ния, США, Франция, Япония) [5]. Отечественная же

Это определяет необходимость комплексного анали-

практика рассматривает натриево-алюмо-фосфатные

за процессов эволюции ИББ от разрушения матрицы

стекла как один из вариантов матриц РАО наряду с

РАО и выщелачивания радионуклидов до оценки

боросиликатными в связи с особенными характери-

выхода радионуклидов за пределы объекта.

стиками РАО, вследствие чего разработка моделей

выщелачивания алюмофосфатного стекла с учетом

Для достоверного анализа необходимо рассматри-

химических процессов становится не только важной,

вать все основные эволюционные процессы и их

но и актуальной. Она и являлась целью настоящей

влияние друг на друга, что в конечном итоге являет-

работы.

ся базовой информацией при моделировании выхода

428

К. А. Болдырев и др.

радионуклидов за пределы объекта. В соответствии с

требованиями МАГАТЭ [15] анализ и моделирова-

Порода

ние особенностей, событий и процессов (ОСП, в ме-

Шликер

Стакан внешний

ждународной терминологии FEPs - Features, Events,

Бетон алюминатный

and Processes), оказывающих влияние на элементы

Стакан средний

системы захоронения, являются обязательными со-

Бентонит пресованный

Стакан внутренний

ставляющими оценки безопасности пункта оконча-

Чехол транспортный

тельной изоляции радиоактивных отходов. Процессы

Пенал ПО «Маяк»

выбираются как на основе отечественной законода-

Бидон

ВАО стекло

тельной базы [16], так и на основе требований

МАГАТЭ после анализа списка ОСП [17].

Основными ИББ ПГЗРО в Нижнеканском масси-

Рис. 1. Схема конструкции контейнера изолирующего КИ.

ве являются бетонно-металлические изолирующие

контейнеры КИ с остеклованными высокоактивными

из стекломатрицы; 3) химических процессов, опреде-

РАО. Контейнеры включают защитный слой из бу-

ляющих возможное равновесное содержание радио-

ферных глинистых материалов на основе бентонита.

нуклидов в получаемом растворе, расчет которых

Схема конструкции контейнера изолирующего для

производится с применением модуля расчета хими-

РАО 1 класса приведена на рис. 1 [18, 19]. После вы-

ческих процессов.

хода из контейнера при его деградации или повреж-

Экспериментальная часть

дении радионуклиды поступают в нарушенные поро-

ды ближней зоны, а затем мигрируют с трещинными

Испытания матричных материалов для РАО на

подземными водами до мест разгрузки, попадая в

выщелачивание обычно проводят в ненасыщенных

биосферу.

условиях с периодической сменой выщелачиваю-

щих растворов, моделирующей проточный режим

Материалом, из которого изготавливаются бидо-

водообмена [21]. Однако в самом ГОСТ Р 52126-

ны, пеналы, чехлы и стаканы, является углеродистая

2003 указано, что метод, устанавливаемый этим

сталь, которая подвержена процессам коррозии, про-

стандартом, «не пригоден для количественной оцен-

текающим в достаточно ограниченные сроки (от 100

ки долговременной стабильности отходов, находя-

до 1000 лет), вследствие чего возникает взаимодейст-

щихся в реальных условиях захоронения», главным

вие стекломатрицы, бентонита и подземной воды с

образом, из-за отсутствия фильтрации подземных

растворенными в ней продуктами коррозии.

вод в ближней зоне пунктов захоронения, защищен-

Достоверность оценки выхода радионуклидов из

ной противофильтрационными барьерами безопас-

стекломатрицы за пределы хранилища будет зави-

ности. Выщелачивание матричных материалов в ста-

сеть от того, насколько полно учтены при экспери-

тическом режиме будет отличаться от проточного

ментальном и численном моделировании факторы,

режима прежде всего тем, что концентрации компо-

влияющие на поведение радионуклидов. Определяю-

нентов (удельные активности радионуклидов) в рас-

щими параметрами, которые требуется знать при

творе могут достигать равновесного насыщения,

расчетном анализе безопасности, являются: радио-

определяемого их произведениями растворимости и

нуклидный состав, активность источника

коэффициентами сорбционного распределения.

(стекломатрицы), параметры выщелачивания стекло-

Вышедший из употребления аналогичный по ме-

матрицы.

тодике ГОСТ 29114-91 [22] содержал следующее:

Изменение основных параметров выщелачивания

«Метод не дает соответствующих данных для созда-

может быть оценено с применением разработанного

ния математических моделей, предсказывающих

расчетно-прогностический комплекса с входящим в

скорость выщелачивания на длительный (сотни и

него блоком анализа химических процессов [20] на

тысячи лет) интервал времени, не пригоден для оп-

основе информации о минеральном и химическом

ределения поведения отвержденных радиоактивных

составах материалов барьеров и порового раствора

отходов в условиях, соответствующих условиям в

(воды, содержащей растворенные примеси). Расчет

хранилищах, расположенных в глубоких геологиче-

скорости и количества радионуклидов, выщелочен-

ских формациях». Тем не менее, в нем указано, что в

ных из матрицы в раствор, выполняется с учетом:

процессе выщелачивания «должны быть проанали-

1) заданных параметров источника, свойств материа-

зированы наиболее представительные компоненты

лов матрицы, характеризующих выход радионукли-

матриц и отходов. Компоненты стекла: Na, Ca, Si

дов в раствор; 2) физических процессов разрушения

(для силикатных материалов) или Na, Al, P (для фос-

матрицы и выхода радионуклидов с учетом конкрет-

фатных материалов)».

ных условий и параметров окружающей среды, мо-

делируемых с применением модулей выщелачивания

Экспериментальное изучение выщелачивания

Численное моделирование выщелачивания алюмофосфатного стекла

429

модельного алюмофосфатного стекла с имитаторами

Модель выщелачивания из алюмофосфатного

элементов РАО в статическом режиме было прове-

стекла

дено в присутствии бентонита, как главного барьер-

Наиболее рациональным подходом к численной

ного материала [23]. Исходными материалами для

оценке выщелачивания является моделирование хи-

экспериментов были алюмофосфатное стекло, при-

мических процессов и кинетики выщелачивания при

родный бентонит и модельная подземная вода.

рассмотрении радионуклидов в составе стекломат-

Многокомпонентное алюмофосфатное стекло с

рицы как находящихся в виде индивидуальных ми-

имитаторами радионуклидов (Sr, Cs, La, Nd), приго-

неральных фаз: оксидов, силикатов, фосфатов, бора-

товленное по методике, описанной в работе [24],

тов. Необходимо определить значение константы

имело плотность не менее 2.3 г/см³. Его элементный

скорости выщелачивания стекла и состав раствора в

состав (мг/г) был определен методом рентгеноспек-

контакте с барьерным бентонитом с учетом влияния

трального микроанализа на сканирующем электрон-

протекающих химических процессов, а также темпе-

ном микроскопе Tescan Vega II XMU с рентгенов-

ратуры.

ским энергодисперсионным спектрометром Oxford

В процессе растворения стекла обычно наблюда-

Instruments INCAx-sight: Na 167, Al 67, P 244, S 1, Ca

ется несоответствие состава раствора составу рас-

6, Cr 1, Fe 10, Ni 8, Sr 13, Cs 5, La 10, Nd 10 (при рас-

творяющейся твердой фазы. Это объясняется обра-

четах доля La и Nd поделена поровну).

зованием твердых продуктов гидролиза матрицы

Бентонит месторождения «10-й Хутор» (Хакас-

стекла, выпадением малорастворимых соединений

сия) с минеральным составом (мас%): Na-Ca-

вторичных фаз (инконгруэнтным растворением).

монтмориллонит 65-75, каолинит 10-15, хлорит 3-4,

На скорость растворения стекломатрицы сущест-

иллит 1-2, кварц 12-15, калиевый полевой шпат 7-8,

венное влияние оказывают температура, кислот-

кальцит, пирит (единичные зерна), имел следующий

ность, а также наличие в растворе ионов, входящих

валовой химический состав (мас%), определенный

в состав стекломатрицы. Реальные параметры, ха-

методом рентгенофлуоресцентного анализа на ваку-

рактеризующие выход радионуклидов, определяют

умном рентгенофлуоресцентном спектрометре по-

на основе экспериментов по измерению концентра-

следовательного действия с дисперсией по длине

ций выщелачиваемых элементов в зависимости от

волны PANalytical Axios Advanced: Na₂O 1.31, MgO

продолжительности процесса.

2.44, Al₂O₃ 17.02, SiO₂ 61.46, K₂O 1.24, CaO 1.39,

Схема происходящих в модели процессов пред-

TiO₂ 0.41, MnO 0.04, Fe₂O₃ 3.39, P₂O₅ 0.08, S 0.06,

ставлена на рис. 2.

потери при прокаливании 10.27, сумма 99.11.

В качестве модельного допущения ведущей фа-

Модельную подземную вода готовили из реаген-

зой при растворении стекла принят фосфат алюми-

тов CaCl₂, MgSO₄·7H₂O и NaHCO₃ с учетом химиче-

ния. В модели принимается, что на первом шаге при

ского состава подземных вод на участке пункта за-

растворении стекла его составляющие конгруэнтно

хоронения РАО. Ее состав следующий (мг/л): Na 75,

переходят в раствор (в предположении, что 1 моль

Mg 7, Ca 27, HCO_3- 198, Cl^- 48, SO_42- 27; pH 8.4.

исследованного стекла при молекулярной масса

Образцы стекла измельчали до размера зерен ме-

25 г/моль содержит, моль: Na 0.1815, P 0.197,

нее 0.25 мм. Удельная поверхность измельченных

Al 0.062, Ca 0.00375, Cr 0.00048, Fe 0.00446, Ni

образцов оценена в 200 см²/г. Для температуры вы-

0.0034, Sr 0.0037, Cs 0.00094, La 0.0018, Nd 0.0018,

щелачивания 25°С все материалы загружали вместе

S 0.000781, О 0.7, что соответствует формуле Na_0.1815·

в герметичные полипропиленовые пробирки при

P_0.197Al_0.062Ca_0.00375Cr_0.00048Fe_0.00446Ni_0.0034Sr_0.0037Cs_0.00094

соотношении стекло : бентонит : вода = 0.5 г : 1 г :

La_0.0018Nd_0.0018S_0.00078О_0.7). Затем состав раствора пе-

20 см³ и выдерживали при периодическом переме-

шивании. После завершения опытов жидкую фазу

Сорбированные формы:

отделяли фильтрованием.

Реакции

H₂O

обмена с

Катионный состав растворов определяли метода-

катионами

Стекло-

ми масс-спектрометрии с индуктивно-связанной

Продукты выще-

Бентонит

матрица

плазмой (Perkin Elmer Elan-6100) и атомно-эмисси-

лачивания: PO_3-,

онной спектрометрии с индуктивно-связанной плаз-

Al³⁺, Na⁺, Fe²⁺

Кальцит,

мой (Perkin Elmer Optima-4300 DV); pH измеряли на

Осаждение ми-

CaCO₃

неральных фаз

pH-метре Mettler Toledo MP 220 при комнатной тем-

Образование:

пературе. Значения концентрационных параметров

гиббсит Al(OH)₃

Растворение

достаточно быстро стабилизируются, что свидетель-

гидроксиапатит

кальцита

ствует о насыщении выщелачивающих растворов и

Ca₅(OH)(PO₄)₃ и пр.

близости системы к состоянию равновесия.

Рис. 2. Схема моделирования.

430

К. А. Болдырев и др.

ресчитывается исходя из осаждения фаз (продуктов

кальцит; емкость катионного обмена бентонита при-

выщелачивания), пересыщающих раствор. Таким

нята равной 60 мг-экв/100 г; сорбция материалом

образом, реализуется инконгруэнтный характер рас-

бентонитового буфера происходила по механизму

творения (выщелачивания) стекла.

ионного обмена.

В практике моделировании растворения стекло-

Расчеты проводили в рамках разработки методо-

матриц (см., например, работу [11]) нашло примене-

логии расчета эволюции свойств каскада инженер-

ние уравнения кинетики растворения в зависимости

ных барьеров DESTRUCT [20] при помощи вклю-

от степени насыщения раствора по ведущей фазе

ченного в нее расчетного кода геохимического моде-

растворения стекломатрицы (на основе теории пере-

лирования PhreeqC 2.18 [27].

ходного состояния [25]) вида:

В процессе моделирования учтено выпадение ми-

неральных фаз: гиббсита

[Al(OH)₃], кальцита

R_i = Skexp(-E_a/RT)(1 - IAP/K_s),

(1)

(СаСО₃), гидроксиапатита [Ca₅(OH)(PO₄)₃], оксигид-

где S - контактная площадь, м²; k - действительная

роксидов переходных и редкоземельных металлов

константа скорости реакции; Е_а - энергия активации,

[Fe(OH)₃, Cr₂O₃, Ni(OH)₂, La(OH)_3(am), Nd(OH)_3(am)],

Дж/моль; R - универсальная газовая постоянная,

фосфатов

[SrHPO₄, Fe₃(PO₄)₂·8H₂O, FePO₄·2H₂O,

Дж/(моль·К); Т - абсолютная температура; IAP/K_s -

LaPO₄·10H₂O, NdPO₄·10H₂O]. Растворимость стекло-

отношение текущей концентраций ионов, определяю-

матрицы контролируется осаждением гиббсита и

щих растворение фазы, к концентрациям при насы-

гидроксиапатита, а также растворением кальцита и

щении.

привносом кальция из сорбированных на бентоните

форм (в рамках использованной модели ионного об-

Это уравнение было положено в основу разрабо-

мена - CaX₂). Параметры растворимости минераль-

танных моделей выщелачивания алюмофосфатного

ных фаз представлены ниже [использовали базу тер-

стекла. В расчетах были применены 2 модели. Первая

модинамических данных llnl.dat, значения констант

модель основана на уравнении (1), вторая модель от-

реакций растворения для некоторых твердых мине-

личалась учетом торможения коррозии стекла вслед-

ральных фаз (гиббсита, гидроксиапатита, кальцита) в

ствие образования на его поверхности продуктов вы-

расчетах изменяли для того, чтобы учесть отличия

щелачивания (так как растущий измененный припо-

реальной системы от идеализированной].

верхностный коррозионный слой в значительной сте-

пени может влиять на кинетику выщелачивания [26]),

Гиббсит:

согласно следующей зависимости:

Al(OH)₃ + 3H⁺ → Al³⁺ + 3H₂O, lg K = 5.48;

фосфатное стекло (ведущая фаза растворения стекла):

R_i = Skk_тexp(-E_a/RT)(1 - IAP/K_s),

(2)

AlPO₄ + H⁺ → Al³⁺ + HPO_2-, lg K = -9.52;

где k_т - функция торможения, которая задается сле-

Fe(OH)₃:

дующим эмпирическим уравнением:

Fe(OH)₃ + 3H⁺ → Fe³⁺ + 3H₂O, lgK = 5.6556;

k_т = 1/[1 + k₁∑EQUI_i(«продукт коррозии»)]k2,

(3)

Cr₂O₃:

Cr₂O₃ +2H₂O +1.5O₂ → 2CrO_42- + 4H⁺, lg K = -9.1306;

где k_1,2 - аппроксимирующие коэффициенты; EQUI_i

Ni(OH)₂:

(«продукт коррозии») - количество i-го образовавше-

Ni(OH)₂ + 2H⁺ → Ni²⁺ + 2H₂O, lgK = 12.7485;

гося продукта коррозии, моль/л.

La(OH)_3(am):

La(OH)₃ + 3H⁺ → La³⁺ + 3H₂O, lg K = 23.4852;

Принята следующая параметризация модели.

Nd(OH)_3(am):

Константа скорости растворения матрицы 5.02×

Nd(OH)₃ + 3H⁺ → Nd³⁺ + 3H₂O, lgK = 20.4852;

10^-5 моль/(м²·с) в модели без блокирования поверхно-

гидроксиапатит:

сти стекла продуктами коррозии, 1.02·10^-4 моль/(м²·с)

Ca₅(OH)(PO₄)₃ + 4H⁺ → H₂O + 3HPO_2- + 5Ca²⁺,

в модели с блокированием поверхности стекла продук-

lg K = -12.3746;

тами коррозии (при условии, что состав стекла опи-

кальцит:

сывается указанной выше формулой, а также при

CaCO₃ + H⁺ → Ca²⁺ + HCO_–, lg K = 1.1287;

используемом значении энергии активации). В ба-

SrHPO₄:

зового значения энергии активации принято

Sr²⁺ + HPO_42- → SrHPO₄, lg K = 2.06;

17000 Дж/моль [14]; k₁ = 200, k₂ = 1.1. Состав мо-

вивианит:

дельной стекломатрицы и начальный состав водно-

Fe₃(PO₄)₂·8H₂O + 2H⁺ → 2HPO_2- + 3Fe²⁺ + 8H₂O,

го раствора приведены выше.

lg K = -4.7237;

При построении модели выщелачивания элемен-

LaPO₄·10H₂O:

тов из алюмофосфатного стекла в присутствии бен-

LaPO₄·10H₂O + H⁺ → HPO_2- + La³⁺ + 10H₂O, lgK = 12.3782;

тонита применяли следующие допущения: в качестве

NdPO₄·10H₂O:

ведущей фазы при растворении стекла выбран фос-

NdPO₄·10H₂O + H⁺ → HPO_2- + Nd³⁺ + 10H₂O,

фат алюминия (берлинит); в бентоните присутствует

lg K = -12.1782.

Численное моделирование выщелачивания алюмофосфатного стекла

431

Сравнение экспериментальных и расчетных дан-

ных по концентрациям Na, P и Al, а также значени-

ям рН раствора представлены на рис. 3.

Хорошее соответствие расчетных и эксперимен-

тальных результатов наблюдается для натрия и зна-

чений pH. Некоторое несоответствие по фосфору

объясняется возможным недоучетом перекристал-

лизации образовавшихся фосфатов, а также несо-

вершенной параметризацией модели вследствие

недостаточности существующих баз термодинами-

ческих данных, вследствие чего, например, при па-

раметризации модели приходилось корректировать

индексы насыщения минеральных фаз. Результаты

расчетов в обеих моделях (как с учетом блокирова-

ния, так и без учетов блокирования поверхности

выпадающими вторичными фазами) совпадают. Не-

которое несоответствие модельных и эксперимен-

тальных данных по Al, вероятно, объясняется по-

грешностями в ходе экспериментального определе-

ния концентрации Al, а также, вероятно, не учтен-

ными в модели окислительно-восстановительными

Рис. 3. Модельные и экспериментальные данные по концен-

переходами, произошедшими при пробоотборе

трациям Na и P в выщелатах, а также рН (а) и по концентра-

(заметно, что колебания концентрации Al явно кор-

ции Al (б). На а: 1 - Na (модель), 2 - P (модель), 3 - Na

релируют с колебаниями pH).

(эксперимент), 4 - P (эксперимент), 5 - pH (эксперимент), 6 -

pH (модель). На б: 1 - Al (модель), 2 - Al (эксперимент).

Результаты расчетов образования вторичных фаз

гидроксиапатита и гиббсита, определяющих раство-

рение стекломатрицы и вносящих основной вклад в

образующийся коррозионный слой, представлены

на рис. 4. С уменьшением скорости растворения их

содержание выходит на плато. Укажем, что при дан-

ном параметрическом обеспечении модели

(значения констант растворимости из использован-

ной базы термодинамических данных) не наблюда-

лось образования фосфатов железа, никеля, строн-

ция. По расчетам, происходило осаждение гидро-

ксиапатита и фосфатов лантана и неодима. Эти ре-

зультаты продемонстрировали необходимость даль-

Рис. 4. Результаты расчетов образования гидроксиапатита (1)

нейшего уточнения баз термодинамических данных.

и гиббсита (2), а также фосфатов La (3) и Nd (4).

Изменения в ионообменном массиве (количества

сорбированных макрокатионов) отображены на рис. 5.

Реакции ионного обмена, использованные в мо-

Заметно падение содержание сорбированного каль-

делировании, приведены ниже:

ция, в основном за счет перевода его в гидроксиапа-

тит, и рост содержания сорбированного натрия. Со-

Cs⁺ + X^- → CsX, lgK = 2;

держание магния мало изменяется, так как образо-

Na⁺ + X^- → NaX, lg K = 0;

вание фосфатов магния, аналогичных гидроксиапа-

K⁺ + X^- → KX, lgK = 0.7;

титу, не учитывали в моделировании, поскольку

Ca²⁺ + 2X^- → CaX₂, lgK = 0.8;

при использовании обнаруженных в литературе

данных по константам образования фосфатных фаз

Mg²⁺ + 2X^- → MgX₂, lg K = 0.6;

магния не наблюдалось их образования в модель-

Sr²⁺ + 2X^- → SrX₂, lgK = 0.91;

ных условиях. Кривые образования фосфатов Nd и

Fe²⁺ + 2X^- → FeX₂, lg K = 0.44;

La практически совпадают вследствие их малой рас-

Ni⁺² + 2X^- → NiX₂, lg K = 0.8,

творимости и практически одинакового содержания

в исходном стекле.

Al(OH)²⁺ + 2X^- → Al(OH)X₂, lgK = 0.89;

Al³⁺ + 3X^- → AlX₃, lg K = 0.41.

Таким образом, в результате проведенных иссле-

432

К. А. Болдырев и др.

[11] PNNL-13369: Waste Form Release Calculations for the 2001

Immobilized Low-Activity Waste Performance Assessment.

2001.

[12] Мартынов К. В. и др. // Вопр. радиац. безопасности. 2014.

N 2. С. 43-50.

[13] Вашман А. А., Демин А. В., Крылова Н. В. и др. Фосфат-

ные стекла с радиоактивными отходами. М.: ЦНИИато-

минформ, 1997.

[14] Poluektov P. P. et al. // J. Nucl. Mater. 2017. Vol. 484.

P. 357-366.

[15] Features, Events and Processes (FEPs) for Geologic Disposal

of Radioactive Waste. An International Database. Nuclear

Energy Agency Organization for Economic Co-Operation and

Development (OECD), 2000.

[16] Положение о структуре и содержании отчета по обосно-

Рис. 5. Изменения в ионообменном массиве.

ванию безопасности приповерхностных пунктов захоро-

нения радиоактивных отходов РБ-058-10 (утв. приказом

дований и сравнения экспериментальных и расчет-

Федеральной службы по экологическому, технологиче-

скому и атомному надзору от 2 июля 2010 г. N 556).

ных данных определены параметры выщелачивания

[17] Серия изданий МАГАТЭ по нормам безопасности N SSR-

компонентов стекломатрицы (концентрации насы-

5. Захоронение радиоактивных отходов. Вена: МАГАТЭ,

щения и время их достижения) из алюмофосфатно-

2011.

го стекла в присутствии бентонита. Расчетные оцен-

[18] Подготовка проектной документации по строительству

объектов окончательной изоляции радиоактивных отхо-

ки параметров выщелачивания подтверждают экс-

дов (Красноярский край, Нижнеканский массив). Проект-

периментальные данные. Моделирование проде-

ная документация. Раздел 12: Иная документация в случа-

монстрировало необходимость в дальнейшем совер-

ях, предусмотренных федеральными законами. Подраздел

шенствовании параметрического обеспечения баз

1: Радиационная безопасность. Кн. 4: Физико-химические

характеристики барьерных материалов в условиях экс-

термодинамических данных. Полученные результа-

плуатации ПГЗРО. 110-1421-РБ4. ВНИПИпромтехноло-

ты станут основой для моделирования миграции

гии, 2014. Т. 12.1.4. Арх. N А-744-13.

выщелачиваемых радионуклидов за пределы барье-

[19] Отчет по обоснованию безопасности деятельности по

ров безопасности и влияния на безопасность населе-

размещению и сооружению не относящегося к ядерным

ния и окружающей среды.

установкам пункта хранения РАО, создаваемого в соот-

ветствии с проектной документацией на строительство

объектов окончательной изоляции РАО (Красноярский

Список литературы

край, Нижнеканский массив) в составе подземной иссле-

довательской лаборатории. М., 2015.

[1] Ожован М. И., Полуэктов П. П. // Природа. 2010. N 3.

[20] Болдырев К. А., Крючков Д. В., Мартынов К. В. и др. Раз-

С. 3-11.

работка расчетных методов оценки миграции радионук-

[2] Абрамов А. А., Дорофеев А. Н. // Радиоактивные отходы.

лидов за пределы ИББ с учетом их эволюции: Препринт

2017. N 1. С. 10-21.

ИБРАЭ. М., 2017. N IBRAE-2017-11. 23 с.

[3] Van Geel J., Eschrich H., Heimerl W., Grziwa P. Solidifica-

[21] ГОСТ Р 52126-2003: Определение химической устойчи-

tion of High Level Liquid Wastes to Phosphate Glass-Metal

вости отвержденных высокоактивных отходов методом

Matrix Blocks: IAEA-SM-207/83. 1976. Vol. 1. P. 341-359.

длительного выщелачивания. Постановление Госстандар-

[4] Malow G. Testing and Evaluation of the Properties of Various

та России от 30 октября 2003 г. N 305-ст. 13 с.

Potential Materials for Immobilizing High Activity Waste:

[22] ГОСТ 29114-91: Отходы радиоактивные. Метод измере-

EUR Report. 1979.

ния химической устойчивости отвержденных радиоактив-

[5] Grambow B. // Elements. 2006. Vol. 2, N 6. P. 357-364.

ных отходов посредством длительного выщелачивания.

[6] Grambow B. // Mater. Res. Soc. Symp. Proc. 1985. Vol. 44.

[23] Мартынов К. В., Константинова Л. И., Захарова Е. В. //

P. 15-27.

Вопр. радиац. безопасности. 2015. N 4. С. 10-21.

[7] Abraitis P. K. et al. // Appl. Geochem. 2000. Vol. 15, N 9.

[24] Андерсон Е. Б., Белов С. В., Камнев Е. Н. и др. Подземная

P. 1399-1416.

изоляция радиоактивных отходов / Под ред. В. Н. Моро-

[8] Grambow B., Müller R. // J. Nucl. Mater. 2001. Vol. 298,

зова. М.: Горная книга, 2011. 592 с.

N 1-2. P. 112-124.

[25] Aagaard P., Helgeson H. C. // Am. J. Sci. 1982. Vol. 282,

[9] PNNL-19736: Integrated Disposal Facility FY2010 Glass

N 3. P. 237-285.

Testing Summary Report. September 2010.

[26] Neeway J. et al. // J. Nucl. Mater. 2011. Vol. 415, N 1. P. 31-

[10] Bacon D. H., Ojovan M. I., McGrail P., Ojovan N. V. Vitrified

37.

waste corrosion rates from field experiment and reactive

[27] Parkhurst D. L. et al. User’s Guide to PHREEQC (Version

transport modeling // Proc. ICEM’03: 9th Int. Conf. on Envi-

2): A Computer Program for Speciation, Batch-Reaction,

ronmental Remediation and Radioactive Waste Management.

One-Dimensional Transport, and Inverse Geochemical Calcu-

Oxford (England), Examination Schools, Sept. 21-25, 2003.

lations. 1999.