teza doctorat ruxandra toma

FONDUL SOCIAL EUROPEAN Investeşte în oameni!

Programul Operaţional Sectorial pentru Dezvoltarea Resurselor Umane 2007 – 2013 Proiect POSDRU/88/1.5/S/60203 – Dezvoltarea de cariere stiintifice competitive prin programe de burse doctorale (COMPETE)

UNIVERSITATEA POLITEHNICA DIN BUCUREŞTI Facultatea ENERGETICĂ

Catedra de PRODUCEREA ŞI UTILIZAREA ENERGIEI

Nr. Decizie Senat 11463 din 23.07.2012

TEZĂ DE DOCTORAT

Contribuţii la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive provenite din practici nucleare autorizate

Contributions to radiological characterization of radioactive waste from authorized nuclear activities

Autor: Ing. Ruxandra Cristina Toma

COMISIA DE DOCTORAT

Preşedinte Prof. dr. ing. Adrian Badea de la Universitatea Politehnica Bucureşti Conducător de doctorat Prof. dr. ing. Ilie Prisecaru de la Universitatea Politehnica Bucureşti Referent Prof. dr. fiz. Ioan Ştefănescu de la ICSI – Râmnicu Vâlcea Referent C. S. I dr. ing. Dumitru Ohîi de la SCN - Piteşti Referent Conf. dr. ing. Daniel Dupleac de la Universitatea Politehnica Bucureşti

Bucureşti 2012

Contribuţii la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive provenite din practici nucleare autorizate – Ruxandra Cristina TOMA

Universitatea Politehnica Bucureşti – Septembrie 2012 1

ABSTRACT RO În această lucrare sunt prezentate realizările ştiinţifice efectuate în cadrul studiilor doctorale. Acestea au avut ca obiectiv caracterizarea radiologică a deşeurilor provenite din practici nucleare autorizate. Caracterizarea radiologică prezintă o importanţă deosebită în gospodărirea deşeurilor radioactive deoarece în funcţie de rezultatele obţinute în această etapă sunt alese soluţiile optime de pretratare, tratare, condiţionare şi depozitare a deşeurilor. Cea mai mare problemă o constituie determinarea cantitativă a radionuclizilor emiţători alfa sau beta puri sau gama de energii foarte joase. Autorul contribuie la rezolvarea acestor probleme prin dezvoltarea metodei de implementare în laborator a două proceduri de determinare a radionuclizilor dificil de măsurat, una pentru stronţiu 90, alta pentru actinide (izotopii americiului, plutoniului şi ai uraniului) şi să dezvolte metoda de calcul a factorilor de scalare pentru produşii de coroziune activaţi din răşinile schimbătoare de ioni provenite de la centrala nucleară de la Cernavodă. Deoarece rezultatele aplicării procedurilor diferă de la un laborator la altul prin prisma varietăţii echipamentelor şi instalaţiilor ce pot fi utilizate, este necesară adaptarea metodelor la condiţiile laboratorului şi testarea lor înainte de a fi utilizate la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive. Testele au fost realizate în cadrul Laboratorului de Radioprotecţie, Protecţie şi Protecţie Civilă, Institutul de Cercetări Nucleare Piteşti, România. În cazul utilizării metodei factorului de scalare ca alternativă la determinarea radionuclizilor prin metoda de separare radiochimică şi determinare radiometrică, rezultatele nu au putut fi validate experimental datorită lipsei probelor de răşini ionice uzate de la CNE Cernavodă, în schimb rezultatele obţinute pentru Cobalt 60, utilizat ca radionuclid cheie, au fost comparate cu valorile măsurate la Unitatea 1 CNE Cernavodă şi valorile estimate din raportul final de securitate al Unităţii 2 şi manualul de proiectare al sistemelor de ecranare ale Unităţii 1.



ABSTRACT EN This paper presents the scientific research performed during the doctoral studies. Their objective was the study of the radiological characterization of the radioactive waste from authorized nuclear activities. The radiological characterization reprezents an important part in the radioactive waste management as the results obtained in this stage lead to establishing the optimum solutions in pretreatment, treatment, conditioning, storage and disposal of radioactive waste. One major problem in this stage is the determination of pure alpha or beta emitters or low energy gamma emitters. The author contributes to solving this problem by proposing implementation methods for two procedures, one for Strontium 90 and the other one for actinides (Americium, Plutonium and Uranium isotopes) in liquid effluents and developping a scaling factor determination method for the activated corrosion products in spent ion exchange resins from Cernavodă NPP as an alternative to the radiochemical methods. Due to the fact that the results in aplying the procedures are different for each laboratory because of the variety of equipments and tools which can be used it is very important to implement the procedures which were adapted to the laboratory’s conditions. The tests have been performed in the Laboratory for Radioprotection, Protection and Civil Protection, Institute for Nuclear Research, Mioveni, Romania. The results obtained in the second part of the research which consisted in using the scaling factor method, could not be validated experimentally due to the lack of spent resins samples from Cernavodă NPP, but they were compared to the results given in the Final Safety Report of the Cernavodă NPP, Unit 2 and the Shielding Design Manual of the Cernavodă NPP, Unit 1.



CUPRINS 1. Introducere ............................................................................................................... 5

2. Norme şi reglementări .............................................................................................. 8

2.1. Norme, standarde şi reglementări pe plan internaţional ................................... 8

2.2. Norme standarde şi reglementări pe plan naţional ........................................ 14

3. Fluxuri de deşeuri radioactive într-o CNE de tip CANDU 6 .................................. 21

3.1 Fluxul de deşeuri radioactive Combustibilul Nuclear Uzat ............................... 22

3.2. Fluxul de deşeuri radioactive Răşini Ionice Uzate .......................................... 26

3.3 Fluxul de deşeuri radioactive cartuşe filtrante uzate ........................................ 29

3.4 Fluxul de deşeuri radioactive Solide Slab Active ............................................. 29

3.5 Fluxul de deşeuri radioactive Solide Mediu Active ........................................... 30

3.6. Fluxul de deşeuri radioactive Efluenţi Lichizi .................................................. 30

4. Metode de caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive ............................. 32

4.1. Consideraţii generale ....................................................................................... 32

4.2. Selectarea metodelor de caracterizare radiologică a deşeurilor ..................... 33

4.2.1. Metode radiometrice ................................................................................. 36

4.2.2. Spectrometria de masă ............................................................................. 45

4.2.3. Separarea radiochimică ............................................................................ 45

4.2.4. Metoda factorului de scalare .................................................................. 46

4.2.4.1.Factorii de scalare teoretici ..................................................................... 47

4.2.4.2. Factori de scalare empirici ..................................................................... 51

4.3 Particularităţi ale radionuclizilor dificil de măsurat şi probleme ce apar în determinarea lor prin metode convenţionale .......................................................... 52

5. Caracterizarea radiologică a efluenţilor lichizi ....................................................... 56



5.1. Cadrul legal de eliberare a efluenţilor lichizi în mediu ................................. 56

5.2. Determinarea activităţii Stronţiului 90 în efluenţii lichizi ............................... 57

Importanţa rezultatelor ........................................................................................ 65

5.3. Determinarea actinidelor în efluenţii lichizi .................................................. 66

Importanţa rezultatelor ........................................................................................ 78

6. Caracterizarea radiologică a răşinilor ionice uzate provenite din centralele nucleare ...................................................................................................................... 79

6.1. Consideraţii generale privind răşinile ionice utilizate în centralele nucleare ... 79

6.2. Determinarea activităţii produşilor de coroziune activaţi din răşinile ionice uzate prin metoda factorului de scalare ................................................................. 83

6.3. Rezultatele obţinute pentru factorii de scalare 59Ni/60Co şi 63Ni/60Co pentru răşinile ionice uzate fuelcontact .............................................................................. 92

Importanţa rezultatelor obţinute .......................................................................... 97

7. Concluzii ................................................................................................................. 98

7.1. Motivaţia tezei .................................................................................................. 98

7.2. Contribuţiile personale ..................................................................................... 98

Bibliografie ................................................................................................................ 102

Lucrări ştiinţifice publicate în jurnale sau prezentate în cadrul conferinţelor ........... 106



1. Introducere Energia nucleară reprezintă o parte importantă din cantitatea totală de

energie produsă pe plan mondial. Ca orice altă activitate de producere a energiei atât electrice cât şi termice, în urma acestor activităţi rezultă o serie de deşeuri care, în cazul energiei nucleare, conţin izotopi radioactivi în anumite concentraţii, în funcţie de originea lor. Aceste deşeuri poartă numele de deşeuri radioactive şi au dobândit această proprietate fie prin activarea materialelor în zona activă a reactorului nuclear, fie prin contaminarea lor cu elemente radioactive.

De la descoperirea radioactivităţii, a reacţiei de fisiune şi a primelor aplicaţii ale energiei nucleare, numărul de instalaţii nucleare a crescut (reactoare nucleare comerciale, reactoare de cercetare, fabrici de îmbogăţire a uraniului, fabrici de conversie, fabrici de producere a combustibilului nuclear) şi în acelaşi timp a crescut şi cantitatea de deşeuri radioactive. Acestea reprezintă o problemă deosebit de importantă în domeniul energeticii nucleare prin prisma dificultăţii de gospodărire în vederea tratării, condiţionării, stocării intermediare şi depozitării finale datorită impactului potenţial negativ asupra mediului şi sănătăţii populaţiei.

Obiectivul acestei teze este dezvoltarea, şi implementarea de metode pentru caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive. Caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive presupune identificarea radionuclizilor prezenţi în deşeurile respective şi determinarea concentraţiei acestora şi este necesară în toate etapele de gospodărire a deşeurilor radioactive în vederea obţinerii unui produs final de calitate şi care să îndeplinească toate criteriile de acceptanţă ale depozitului final de deşeuri radioactive. La fiecare pas din procesul de gospodărire al deşeurilor radioactive trebuie să ştim ce şi cât avem în coletul de deşeuri.

Unul din aspectele importante ale caracterizării radiologice a deşeurilor radioactive îl reprezintă determinarea concentraţiei radionuclizilor dificil de măsurat. Aceştia sunt, de regulă, radionuclizi cu emisie beta (pură) sau alfa, care nu pot fi cuantificaţi prin metode de măsurare directă. Pentru măsurarea concentraţiei acestora sunt necesare metode laborioase de separare radiochimică şi măsurare radiometrică specifice fiecărui laborator, în funcţie de dotările şi echipamentele disponibile. În cazul volumelor mari de deşeuri radioactive această metodă este una costisitoare şi care necesită un timp foarte mare pentru analiza tuturor coletelor de deşeuri. De aceea, din ce în ce mai multe ţări includ în programele lor de cercetare actuale problema determinării concentraţiei acestor radionuclizi prin stabilirea unor factori de scalare ca relaţii între concentraţia radionuclizilor dificil de măsurat şi cea a radionuclizilor uşor de măsurat pentru care există metode de măsurare directe şi nedistructive. Această metodă poartă numele de metoda factorului de scalare. Metoda factorului de scalare constă în determinarea şi aplicarea unor factori de corelaţie între nuclizii dificil de măsurat şi nuclizii cheie (nuclizii uşor de măsurat) care sunt reprezentativi în procesul de apariţie a produselor de activare (de exemplu cobaltul 60) sau a produselor de fisiune (de exemplu cesiul 137) în fluxul de deşeuri radioactive [1].



În România, identificarea şi cuantificarea radionuclizilor dificil de măsurat este încă la început, în prezent realizându-se o caracterizare radiologică din punct de vedere al emiţătorilor gama. În ceea ce priveşte radionuclizii dificili de măsurat, se determină tritiu şi carbon 14 în efluenţii lichizi în cadrul Laboratorului de Radioprotecţie şi Protecţie Civilă, Institutul de Cercetări Nucleare Piteşti, şi izotopi ai americiului şi plutoniului în cadrul Laboratorului de Caracterizare Radiologică, CNE Cernavodă. În ceea ce priveşte metoda factorului de scalare, aceasta încă nu este utilizată în România şi nici nu au fost efectuate studii de determinare a factorilor de scalare pentru fluxurile de deşeuri provenite de la CNE Cernavodă.

Teza de doctorat este structurată pe şapte capitole. Primul capitol prezintă o introducere, iar cel de-al doilea capitol, normele şi reglementările internaţionale şi naţionale importante în gospodărirea deşeurilor radioactive ce susţin importanţa caracterizării radiologice a deşeurilor radioactive şi necesitatea ei în obţinerea unui produs final de calitate în vederea depozitări definitive.

Capitolul trei defineşte fluxurile de deşeuri radioactive provenite de la centrala nucleară Cernavodă. Segregarea direct de la sursă a deşeurilor radioactive este deosebit de importantă deoarece este principala metodă de reducere a contaminării încrucişate care poate apărea între diferitele materiale colectate. Un program de segregare corect implementat va permite eliberarea de sub regimul de autorizare a deşeurilor potenţial curate realizându-se astfel obiectivul de reducere a volumului de deşeuri destinate tratării şi condiţionării pentru depozitare finală. Un alt avantaj al definirii fluxurilor de deşeuri radioactive este posibilitatea de a stabili rapoartele dintre concentraţiile diferiţilor radionuclizi pentru fiecare flux în parte, determinându-se astfel factori de scalare.

Capitolul patru descrie metodele de caracterizare radiologică a deşeurilor radioactive, parametrii ce trebuie luaţi în considerare, câteva aspecte, avantaje, dezavantaje şi limite ale metodelor radiometrice (spectrometrie alfa, beta şi gama), spectrometrie de masă şi separare radiochimică.

Capitolele cinci şi şase prezintă contribuţiile personale. Teza de doctorat abordează atât caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive prin metode de separare radiochimică şi determinare radiometrică, cât şi caracterizarea prin metoda factorului de scalare. Doctorandul contribuie la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive prin dezvoltarea metodei de implementare în laborator a două proceduri Eichrom® de determinare a radionuclizilor dificil de măsurat, una pentru stronţiu 90, alta pentru actinide (izotopii americiului, plutoniului şi ai uraniului) şi prin dezvoltarea metodei de calcul a factorilor de scalare pentru produşii de coroziune activaţi din răşinile schimbătoare de ioni provenite de la centrala nucleară de la Cernavodă.

Implementarea în laborator a procedurilor Eichrom® este importantă deoarece randamentul procedurilor şi rezultatele obţinute depind de dotările specifice fiecărui laborator, iar înainte de a fi aplicare ele trebuie verificate şi adaptate pe echipamentele şi instalaţiile disponibile în laborator. Procedura de determinare a activităţii stronţiului 90 în efluenţii lichizi prezentată în această teză de doctorat este în prezent utilizată de Laboratorului de Radioprotecţie şi Protecţie Civilă, Institutul de Cercetări Nucleare Piteşti pentru caracterizarea radiologică a efluenţilor lichizi proveniţi de la CNE Cernavodă. Implementarea procedurii de



determinare a activităţii stronţiului 90 a presupus aplicarea procedurii Eichrom pe două soluţii de Sr/Y-90 la echilibru, de activitate cunoscută şi verificarea rezultatelor obţinute prin aplicarea metodei de deconvoluţie a spectrelor obţinute la detectorul cu scintilatori lichizi.

În cazul procedurii de determinare secvenţială a activităţii actinidelor, aceasta prezintă un grad de dificultate ridicat datorită utilizării a două tipuri de răşini cromatografice şi a numărului mare de soluţii obţinute la diferiţi paşi ai procedurii. Astfel s-a hotărât testarea în sens invers a fiecărei etape de determinare a activităţii actinidelor. Au fost preparate soluţii cu activitate cunoscută (soluţiile au conţinut izotopi ai Americiului, Plutoniului şi Uraniului). Primul test a fost efectuat pentru etapa de micro-coprecipitare a actinidelor pentru prepararea sursei pentru spectrometrie alfa. Al doilea test a fost pentru implementarea etapei de separare a Americiului 241 utilizând răşina cromatografică TRU şi pregătirea probei pentru spectrometrie alfa prin metoda de micro-coprecipitare cu fluorură de ceriu. Ultimul test a fost efectuat pentru implementarea întregii proceduri. Determinarea activităţii actinidelor a fost realizată atât prin spectrometrie alfa cât şi prin analiza filtrului la detectorul cu scintilatori lichizi şi compararea rezultatelor.

În ceea ce priveşte contribuţiile la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive prin aplicarea metodei factorului de scalare pentru fluxul de deşeuri – răşini ionice uzate, modelul matematic propus în această lucrare pleacă de la determinarea activităţii agentului de răcire al reactorului CANDU 6 prin utilizarea ecuaţiilor de activare cu neutroni combinate cu ecuaţiile care descriu eliberarea radionuclizilor de pe suprafaţa interioară a materialelor structurale în agentul de răcire prin procesele de coroziune şi transportul lor în sistemul principal de transport al căldurii. Plecând de la activitatea agentului de răcire se calculează activitatea răşinilor ionice din sistemul de purificare al agentului de răcire cunoscând debitul preluat de acest sistem din sistemul principal şi perioada la care aceste răşini sunt schimbate cu altele noi, conform istoriei de operare a Unităţii 1 CNE Cernavodă. Rezultatele obţinute au fost comparate cu rezultatele din Raportul Final de Securitate al Unităţii 2 CNE Cernavodă şi din Manualul de Proiectare al Sistemelor de Ecranare din Reactor al Unităţii 1 CNE Cernavodă. Rezultatele prezintă o importanţă deosebită deoarece caracterizarea radiologică a răşinilor ionice uzate de la CNE Cernavodă nu a fost încă realizată, volumul este foarte mare, iar analiza probelor de răşină necesită echipamente speciale de distrugere a probelor sau timp foarte mare în cazul distrugerii probelor cu ajutorul reactivului Fenton (o zi pentru o probă de aproximativ 30 de grame [2]). Răşinile ionice uzate sunt stocate în rezervoare din beton. Deşi rezervoarele de stocare sunt dimensionate pentru minim 20 de ani, experienţa în exploatare a centralelor CANDU a arătat că nu este recomandabil ca răşinile ionice uzate să fie păstrate mai mult de 10-15 ani în aceste bazine, deoarece se solidifică şi nu mai pot fi condiţionate în vederea depozitării finale [3]. La CNE Cernavodă Unitatea 1 este în exploatare de 16 ani, iar Unitatea 2 de 6 ani.



2. Norme şi reglementări

2.1. Norme, standarde şi reglementări pe plan internaţional Pe plan internaţional există o serie de rapoarte, documentaţii tehnice şi ghiduri ce confirmă importanţa caracterizării radiologice a deşeurilor radioactive, elaborate de către Agenţia Internaţională pentru Energie Atomică (AIEA) şi stau la baza normelor şi reglementărilor naţionale. În tabelul 2.1-1 sunt prezentate obiectivele şi o scurtă descriere a acestor documente. Tabelul 2.1-1 Norme şi standarde internaţionale referitoare la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive Nr. crt. Documentul IAEA Obiective

1

International Basic Safety Standards for Protection against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation Sources, Safety Series No. 115, IAEA, Vienna (1996).

Stabileşte cerinţele de bază privind protecţia împotriva riscurilor asociate expunerii la radiaţii ionizante şi securitatea surselor de radiaţii ce pot conduce la astfel de expuneri [4]. A fost publicată în acelaşi an, 1996, având conţinut similar cu Directiva Consiliului European nr. 96/29/EURATOM, care stabileşte standardele fundamentale de securitate pentru protecţia sănătăţii personalului şi populaţiei împotriva pericolelor datorate radiaţiilor ionizante [5]. Recomandările formulate în documentul Agenţiei au fost implementate, ulterior în Normele Fundamentale de Securitate Radiologică elaborate de către CNCAN în anul 2000.



Nr. crt. Documentul IAEA Obiective

2

Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and the Safety of Radioactive Waste Management, IAEA, Vienna (1997).

Statele membre raportează o evidenţă a inventarului de deşeuri radioactive provenite de la fiecare unitate nucleară şi politicile de gospodărire a combustibilului nuclear ars şi a deşeurilor radioactive. A fost primul instrument legal ce adresează problemele referitoare la gospodărirea combustibilului nuclear uzat şi a deşeurilor radioactive la scară globală, iar convenţia a fost semnată de statele membre IAEA la data de 29 Septembrie 1997 [6]. În cadrul convenţiei au loc întâlniri între reprezentanţii statelor membre care trebuie să întocmească rapoarte ce prezintă politica şi practicile de gospodărire a combustibilului nuclear uzat, politica şi practicile de gospodărire a deşeurilor radioactive, criteriile utilizate pentru clasificarea deşeurilor radioactive, lista instalaţiilor de gospodărire a deşeurilor radioactive şi a combustibilului nuclear uzat, inventarul de combustibil nuclear uzat şi deşeuri radioactive din depozitul intermediar şi din depozitul final, lista instalaţiilor nucleare în curs de dezafectare[7].

3

Predisposal Management of Radioactive Waste, Including Decommissioning, IAEA Safety Requirements, No. WSR-2, IAEA, Vienna (2000).

Stabileşte cerinţele de securitate ce trebuie îndeplinite în gospodărirea deşeurilor radioactive în vederea depozitării. Documentul prevede ca în etapele proceselor de gospodărire a deşeurilor radioactive în vederea depozitării, deşeurile radioactive trebuie caracterizate din punct de vedere al proprietăţilor fizice, chimice, radiologice şi biologice. Această caracterizare va servi la obţinerea informaţiilor relevante în procesele de control şi asigurare a criteriilor de acceptanţă pentru stocare, transport şi depozitare [8].




4

Predisposal Management of Low and Intermediate Level Radioactive Waste, IAEA Safety Standards Series No. WS-G-2.5, IAEA, Vienna (2003).

Oferă organismelor de reglementare şi operatorilor ce produc şi gospodăresc deşeuri radioactive, recomandări în ceea ce priveşte modul de aplicare a cerinţelor de gospodărire a deşeurilor radioactive slab şi mediu active în vederea depozitării. Acest standard prevede necesitatea caracterizării deşeurilor slab şi mediu active în diverse etape de pregătire în vederea depozitării pentru a obţine informaţiile necesare în controlul calităţii produselor şi verificării proceselor, astfel se facilitează realizarea etapelor de procesare şi depozitare finală în condiţii de securitate a deşeurilor slab şi mediu active [9].

5

Predisposal Management of High Level Radioactive Waste, IAEA Safety Standards Series No. WS-G-2.6, IAEA, Vienna (2003).

Oferă organismelor de reglementare şi operatorilor ce produc şi gospodăresc deşeuri radioactive, recomandări în ceea ce priveşte modul de aplicare a cerinţelor de gospodărire a deşeurilor radioactive înalt active în vederea depozitării. Acest standard prevede necesitatea caracterizării deşeurilor înalt active în diverse etape de pregătire în vederea depozitării pentru a obţine informaţiile necesare în controlul calităţii produselor şi verificării proceselor, astfel se facilitează realizarea etapelor de procesare şi depozitare finală în condiţii de securitate a deşeurilor slab şi mediu active. Standardul mai prevede faptul că trebuie realizată o caracterizare a pentru a se asigura că procesul de condiţionare ales este cel potrivit. Deasemenea, pe lângă originea, proprietăţile fizice şi chimice şi cantitatea tipului respectiv de deşeuri radioactive, caracterizarea trebuie să conţină concentraţia radionuclizilor prezenţi [10].

6

Storage of Radioactive Waste Safety Guide, IAEA Safety Standards Series WS-G-6.1, (2006).

Are rolul de a oferi organismelor de reglementare şi operatorilor ce produc şi gospodăresc deşeuri radioactive, recomandări în ceea ce priveşte modul de aplicare a cerinţelor de stocare şi depozitare a deşeurilor radioactive în condiţii de securitate. Documentul prevede faptul că o caracterizare trebuie să includă toate informaţiile necesare referitoare la inventarul de radionuclizi şi proprietăţile fizice şi chimice ale deşeurilor [11].




7

Development of Specifications for Radioactive Waste Packages, IAEA TECDOC 1515, (2006).

Are rolul de a oferi recomandări în ceea ce priveşte întocmirea specificaţiilor coletelor de deşeuri în vederea îndeplinirii criteriilor de acceptanţă pentru stocarea şi depozitarea deşeurilor radioactive. Publicaţia acoperă dezvoltarea şi implementarea acestor specificaţii pentru diferite colete de deşeuri şi pune accentul pe selectarea caracteristicilor importante, inclusiv inventarul de radionuclizi în deşeuri şi alţi parametri radiologici importanţi în securitatea nucleară, proprietăţi fizice şi chimice ale formelor solide de deşeuri şi canistrelor şi tehnologia materialelor [12].

8

Nuclear Energy — Nuclear Fuel Technology — The Scaling Factor method to determine the radioactivity of low and intermediate level radioactive waste packages generated at nuclear power plant, ISO International Standard, ISO 21238 (2007).

Are rolul de a oferi suport în calculul factorilor de scalare experimentali. Conţine instrucţiuni în stabilirea metodologiei de bază de determinare empirică a factorilor de scalare în vederea evaluării radioactivităţii nuclizilor dificil de măsurat în deşeurile slab şi mediu active [13].

9

Categorizing Operational Radioactive Wastes, IAEA, VIENNA, IAEA-TECDOC-1538 (2007)

Are rolul de a îmbunătăţi comunicarea între operatorii care procesează deşeurile radioactive şi autorităţile din Statele Membre IAEA în ceea ce priveşte proprietăţile şi starea deşeurilor radioactive. Documentul specifică faptul că o caracterizare bine realizată a deşeurilor radioactive este critică în realizarea unei clasificări de calitate [14].

10

Strategy and Methodology for Radioactive Waste Characterization, IAEA, VIENNA, IAEA-TECDOC-1537 (2007)

Are rolul de a oferi laboratoarelor de control al deşeurilor radioactive, organizaţiilor ce produc sau condiţionează deşeuri radioactive sau altor organizaţii implicate în gospodărirea acestor tipuri de deşeuri, recomandări de stabilire a strategiilor, politicilor şi metodologiei de control al calităţii în caracterizarea deşeurilor radioactive. Publicaţia conţine informaţii şi recomandări referitoare la metodologia de determinare a factorilor de scalare [15].




11

The Management System for the Disposal of Radioactive Waste, IAEA Safety Standards Series No. GS-G-3.4, IAEA, Vienna (2008).

Are rolul de a oferi recomandări asupra dezvoltării şi implementării sistemelor de gospodărire în toate etapele instalaţiilor de depozitare a deşeurilor radioactive şi a activităţilor conexe. Publicaţia recomandă caracterizarea adecvată a deşeurilor radioactive în fiecare pas din procesul de gospodărire a deşeurilor [16].

12

The management system for the processing, handling and storage of radioactive waste: safety guide, IAEA safety standards series, no. GS-G-3.3 (2008).

Are drept obiectiv furnizarea de recomandări pentru dezvoltarea şi implementarea sistemelor de management în etapele de pretratare, tratare, condiţionare şi depozitare intermediară a deşeurilor radioactive. Procesele şi activităţile de management al deşeurilor care fac obiectul acestui ghid sunt: generarea deşeurilor, caracterizarea deşeurilor, controlul deversărilor, eliberarea de sub regimul de control, strategii de ambalare, proiectarea şi fabricarea containerelor, manipularea coletelor cu deşeuri, evaluări de securitate, autorizarea [17].

13

Determination and Use of Scaling Factors for Waste Characterization in Nuclear Power Plants, IAEA Nuclear Energy Series No. NW-T-1.18, (2009).

Are rolul de a oferi informaţii şi recomandări privind aplicarea standardului ISO 21238:2007 pentru determinarea şi utilizarea factorilor de scalare. Raportul prezintă exemple reale şi moduri în care factorii de scalare au fost aplicaţi în diferite ţări şi explică conceptele tehnice de bază şi termenii referitori la metoda factorilor de scalare [18].

14

Policies and Strategies for Radioactive Waste Management, IAEA Nuclear Energy Series NW-G-1.1, (2009).

Are rolul de a stabili elementele principale ale politicilor şi strategiilor naţionale privind gospodărirea deşeurilor radioactive şi a combustibilului uzat în condiţii de securitate.

15

Classification of Radioactive Waste General Safety Guide, IAEA Safety Standards Series GSG-1, (2009).

Este un ghid de securitate emis de IAEA cu scopul de a stabili o metodologie generală de clasificare a deşeurilor radioactive bazată în principal pe consideraţii de securitate pe termen lung, adică implicit depozitarea deşeurilor radioactive [19]. Ghidul prevede necesitatea caracterizării deşeurilor radioactive în stabilirea inventarului naţional de deşeuri [20].




16

Predisposal Management of Radioactive Waste General Safety Requirements Part 5, IAEA Safety Standards Series GSR Part 5, (2009).

Are scopul de a stabili cerinţele ce trebuie îndeplinite în gospodărirea deşeurilor radioactive în vederea depozitării. Una dintre cerinţele acestui standard este „Caracterizarea şi clasificarea deşeurilor radioactive” şi precizează faptul că deşeurile radioactive trebuie caracterizate din punctul de vedere al proprietăţilor fizice, mecanice, chimice, radiologice şi biologice [21].

17

Radiation Protection and Radioactive Waste Management in the Design and Operation of Research Reactors Safety Guide, IAEA Safety Standards Series NS-G-4.6, (2009).

Este un ghid de securitate emis sub programul IAEA privind standardele de securitate pentru reactoarele de cercetare. Ghidul are rolul de a oferi recomandări asupra programelor de radioprotecţie şi de gospodărire a deşeurilor radioactive în instalaţiile cu reactoare de cercetare. Documentul specifică necesitatea caracterizării deşeurilor pentru a asigura securitatea în instalaţiile de tratare, condiţionare şi stocare şi pentru a asigura calitatea proceselor de tratarea şi condiţionare [22].

18

Disposal of Radioactive Waste Specific Safety Requirements, IAEA Safety Standards Series SSR-5, (2011).

Are rolul de a stabili obiectivele şi criteriile de securitate pentru depozitarea tuturor tipurilor de deşeuri radioactive şi de a stabili cerinţele ce trebuie îndeplinite la depozitarea deşeurilor radioactive. Una dintre cerinţele ghidului este ca deşeurile ce urmează a fi depozitate trebuie caracterizate pentru a obţine informaţii suficiente să asigure cerinţele şi criteriile de acceptanţă a deşeurilor [23].

19

Geological Disposal Facilities for Radioactive Waste Specific Safety Guide, IAEA Safety Standards Series SSG-14, (2011).

Are rolul de a oferi recomandări şi instrucţiuni referitoare la dezvoltarea şi reglementarea instalaţiilor pentru depozitare geologică a deşeurilor radioactive în vederea îndeplinirii cerinţelor de securitate. În anexa II sunt prezentate consideraţiile importante în asigurarea securităţii depozitului geologic, iar ca date utilizate în realizarea acestei documentaţii, ghidul specifică necesitatea cunoaşterii inventarului de radionuclizi din coletele de deşeuri pentru a putea modela migrarea radionuclizilor din colet în mediul înconjurător [24].



2.2. Norme standarde şi reglementări pe plan naţional În România, organismul de reglementare în domeniul nuclear este Comisia Naţională pentru Controlul Activităţilor Nucleare (CNCAN). CNCAN detine un rol important in asigurarea respectării cu stricteţe a cerinţelor de securitate nucleară şi de radioprotecţie în România şi urmăreşte îndeplinirea prevederilor Legii 111/1996 privind desfăşurarea în siguranâă a activităţilor nucleare, cu completările ulterioare [25]. În ceea ce priveşte gospodărirea deşeurilor radioactive, CNCAN a emis următoarele norme:

1. Norme fundamentale pentru gospodărirea în siguranţă a deşeurilor radioactive (NDR-01), aprobate prin Ordinul Preşedintelui CNCAN nr. 56/25.03.2004 şi publicate în Monitorul Oficial al României Partea I nr. 393/04.05.2004.

2. Norme privind eliberarea de sub regimul de autorizare a materialelor rezultate din practici autorizate (NDR-02), aprobate prin Ordin al Preşedintelui CNCAN nr. 62/31.03.2004 şi publicate în Monitorul Oficial al României Partea I nr. 393/04.05.2004.

3. Norme privind clasificarea deşeurilor radioactive (NDR-03), aprobate prin Ordinul Preşedintelui CNCAN nr. 156/14.06.2005 şi publicate in Monitorul Oficial nr. 571/01.07.2005.

4. Norme privind limitarea eliberărilor de efluenţi radioactivi în mediu (NDR-04), aprobate prin Ordin al Preşedintelui CNCAN nr. 221/25.08.2005 şi publicate în Monitorul Oficial al Romaniei Partea I nr. 820/09.09.2005.

5. Normă privind depozitarea la suprafaţă a deşeurilor radioactive (NDR-05), aprobate prin ordinul Preşedintelui CNCAN nr. 400 din 13/12/2005 Publicat în Monitorul Oficial, Partea I nr. 345 din 17/04/2006.

6. Normele privind supravegherea şi controlul expedierilor internaţionale de deşeuri radioactive şi combustibil nuclear uzat implicând teritoriul României, (NDR-06), aprobate prin ordinul Preşedintelui CNCAN nr. 443/ 19.11.2008.

„Normele fundamentale pentru gospodărirea în siguranţă a deşeurilor radioactive (NDR-01)” stabilesc principiile şi cerinţele generale privind aplicarea gospodăririi în siguranţă a deşeurilor radioactive, inclusiv a combustibilului nuclear uzat, potrivit Legii nr. 111/1996 privind desfăşurarea în siguranţă a activităţilor nucleare. Anexa I a acestui document subliniază următoarele aspect, printre care şi necesitatea caracterizării deşeurilor radioactive [26]:

1. Etapele gospodăririi deşeurilor radioactive sunt: pretratarea, tratarea,

condiţionarea, depozitarea intermediară, depozitarea definitivă.



2. Gospodărirea deşeurilor radioactive consideră etapele de bază ca părţi ale unui sistem total, de la generare până la depozitarea definitivă.

3. Deoarece deciziile luate într-o etapă pot închide alternative în alte etape, în timpul planificării, proiectării, construcţiei, operării şi dezafectării instalaţiilor implicate în gospodărirea deşeurilor radioactive, trebuie asigurată interdependenţa dintre toate etapele.

4. Etapele gospodăririi deşeurilor radioactive pot fi aplicate în funcţie de tipul acestora.

5. Deşeurile radioactive trebuie caracterizate în scopul determinării proprietăţilor lor fizice, chimice şi radiologice şi în scopul de a facilita păstrarea înregistrărilor şi a acceptabilităţii lor de la o etapă la alta. Caracterizarea se poate realiza, de exemplu, în scopul separării (segregării) materialelor excluse sau a celor reutilizabile ori datorită cerinţelor metodei de depozitare sau pentru asigurarea conformităţii coletelor cu deşeuri cu cerinţele de depozitare intermediară şi depozitare definitivă. Gospodărirea deşeurilor radioactive trebuie să ia în considerare şi implicaţiile transportului de deşeuri radioactive.

6. Pretratarea reprezintă totalitatea operaţiunilor care au loc după generarea deşeurilor, înaintea tratării. Pretratarea constă în una sau mai multe operaţii: colectare, sortare, neutralizare şi decontaminare şi poate include şi o perioadă de depozitare intermediară.

7. Prima etapă a pretratării se face la producătorul deşeurilor, care, în orice caz, trebuie să asigure colectarea şi sortarea deşeurilor pe care le produce.

8. Ulterior, deşeurile radioactive sunt transferate la unităţi specializate unde se continuă pretratarea sau se trece la tratare.

9. Pretratarea este extrem de importantă deoarece asigură în multe cazuri cea mai bună oportunitate de sortare, de exemplu, pentru reciclare sau pentru depozitare ca deşeuri neradioactive când conţin cantităţi de materiale radioactive excluse de la regimul de control. De asemenea, această etapă asigură oportunitatea de sortare a deşeurilor radioactive, de exemplu, pentru depozitarea la suprafaţă sau pentru depozitarea geologică.

10. Tratarea deşeurilor radioactive include acele operaţiuni făcute cu intenţia de a asigura securitatea acestora sau din motive economice, realizate prin schimbarea caracteristicilor acestora.

11. Conceptele de bază ale tratării sunt reducerea volumului, eliminarea radionuclizilor sau schimbarea compoziţiei. Exemple de astfel de operaţiuni sunt: incinerarea deşeurilor combustibile, compactarea deşeurilor solide uscate, evaporarea, filtrarea sau tratarea cu schimbători de ioni a deşeurilor lichide, precipitarea sau flocularea speciilor chimice. Cel mai adesea, pentru decontaminarea avansată a deşeurilor lichide, se utilizează procese combinate. Acestea pot conduce la producerea de deşeuri secundare ce necesită gospodărire separată: cartuşe filtrante, răşini uzate, şlam etc.



12. Condiţionarea deşeurilor radioactive implică acele operaţiuni care transformă deşeurile radioactive într-o formă potrivită pentru manipulare, transport, depozitare intermediară şi depozitare definitivă. Operaţiunile pot include imobilizarea deşeurilor radioactive, plasarea deşeurilor în containere şi ambalarea suplimentară. Cea mai comună metodă de imobilizare include solidificarea deşeurilor de joasă şi medie activitate, de exemplu, în ciment sau bitum, sau vitrifierea deşeurilor înalt active în matrice de sticlă. Deşeurile imobilizate pot fi ambalate în containere, de la butoaie standard de 200 litri la containere cu construcţie complicată, aceasta depinzând de natura radionuclizilor şi a concentraţiei acestora. În multe cazuri tratarea şi condiţionarea pot avea loc în strânsă legătură una cu cealaltă.

13. Depozitarea intermediară a deşeurilor radioactive implică menţinerea deşeurilor radioactive astfel încât:

a) să fie asigurată izolarea, protecţia populaţiei şi a mediului şi monitorizarea;

b) să fie asigurate acţiuni cum ar fi: tratarea, condiţionarea şi depozitarea definitivă.

În unele cazuri depozitarea intermediară poate fi practicată din considerente tehnice, cum ar fi:

(i) stocarea deşeurilor de viaţă scurtă pentru asigurarea dezintegrării şi apoi eliberarea nerestrictivă;

(ii) stocarea deşeurilor înalt active din considerente termice înainte de depozitarea geologică.

În unele cazuri depozitarea intermediară poate fi practicată din considerente economice sau politice.

14. Depozitarea definitivă este ultima etapă din sistemul de gospodărire a deşeurilor radioactive. Aceasta constă, în principal, în plasarea deşeurilor radioactive în instalaţii de depozitare cu asigurarea unei securităţi rezonabile, fără intenţia de a fi mutate şi fără a asigura supravegherea şi întreţinerea pe termen lung. Securitatea este, în principal, realizată prin concentrare şi reţinere care implică izolarea deşeurilor radioactive condiţionate în depozitul definitiv.

15. Izolarea este realizată prin plasarea de bariere în jurul deşeurilor radioactive în scopul reducerii eliberării radionuclizilor în mediul înconjurător. Barierele pot fi naturale sau inginereşti şi sistemul de izolare poate consta în una sau mai multe bariere. Un sistem multibariere asigură o izolare mai bună şi asigură că orice eliberare de radionuclizi în mediul înconjurător va avea loc la un nivel acceptabil scăzut. Barierele pot asigura o reţinere absolută pentru o perioadă, aşa cum ar fi containerul cu pereţi metalici, sau pot întârzia eliberarea materialelor radioactive în mediul înconjurător, aşa cum ar fi materialele de umplutură sau roca gazdă. În timpul perioadei când deşeurile radioactive sunt reţinute printr-un sistem de bariere, radionuclizii din deşeuri se vor dezintegra. Sistemul de bariere este proiectat conform opţiunii de depozitare alese şi matricii de depozitare.



16. Depozitarea definitivă cuprinde şi eliberarea efluenţilor în mediul înconjurător în limitele autorizate, cu dispersie ulterioară. Aceasta este considerată potrivită numai pentru cantităţi limitate din anumite deşeuri.

„Normele privind eliberarea de sub regimul de autorizare a materialelor rezultate din practici autorizate (NDR-02)” stabilesc nivelurile de eliberare de sub regimul de autorizare a materialelor provenite din practici nucleare autorizate în domeniul nuclear, potrivit prevederilor Legii 111/1996. Articolul 11 al aceste norme specifică faptul că verificarea de către titularul de autorizaţie a respectării nivelurilor de eliberare de sub regimul de autorizare se face utilizând următoarele metode, după caz [27]:

• măsurări directe ale materialelor ce urmează a fi eliberate; • măsurări de laborator asupra unor probe reprezentative; • utilizarea unor factori de scalare deduşi în mod corespunzător; • alte metode acceptate de CNCAN.

În prezent, în România, deşeurile radioactive sunt clasificate în conformitate cu reglementările naţionale ale CNCAN1, ordinul numărul 156 din 14 iunie 2005 pentru aprobarea „Normelor privind clasificarea deşeurilor radioactive”[25]. Aceste norme prevăd două tipuri de clasificare: una generală care se referă strict la cerinţele privind modul de asigurare a izolării de biosferă la depozitarea definitivă a deşeurilor radioactive şi una operaţională prin care se înţelege clasificarea deşeurilor radioactive cu scopul de realiza activităţi asociate cu etapele anterioare depozitării definitive[28]. Conform acestui act normativ clasificarea generală a deşeurilor radioactive este [28]:

a) deşeuri exceptate - deşeuri conţinând radionuclizi a căror concentraţie a activităţii este atât de redusă, încât deşeurile respective pot fi eliberate (condiţionat sau necondiţionat) de sub cerinţele de autorizare.

b) deşeuri de tranziţie - deşeuri radioactive având concentraţia activităţii superioară nivelurilor de eliberare de sub cerinţele de autorizare, dar care se dezintegrează la niveluri inferioare nivelurilor de eliberare de sub cerinţele de autorizare într-o perioadă nu mai mult de 5 ani de la depozitarea intermediară;

c) deşeuri de activitate foarte joasă - deşeuri radioactive de viaţă scurtă, a căror activitate specifică depăşeşte nivelurile de eliberare de sub cerinţele de autorizare, dar al căror conţinut radioactiv este inferior nivelurilor stabilite de CNCAN pentru definirea deşeurilor de activitate joasă. Depozitarea definitivă a deşeurilor de activitate foarte joasă necesită

1 Comisia Naţională pentru Controlul Activităţilor Nucleare



amenajări mai puţin complexe decât a deşeurilor de activitate joasă de viaţă scurtă;

d) deşeuri de activitate joasă şi medie - deşeuri radioactive a căror concentraţie a activităţii depăşeşte nivelurile limită stabilite de CNCAN pentru deşeurile de activitate foarte joasă, dar al căror conţinut radioactiv şi putere termică sunt inferioare celor ale deşeurilor de activitate înaltă. Deşeurile de activitate joasă nu necesită ecranare în timpul manipulării sau al transportului. Deşeurile de activitate medie necesită ecranare în timpul manipulării;

e) deşeuri de activitate înaltă: 1. lichidul radioactiv conţinând cea mai mare parte a produselor de fisiune

şi a actinidelor prezente iniţial în combustibilul nuclear uzat şi formând reziduul de la primul ciclu de extracţie cu solvenţi din cadrul reprocesării;

2. deşeurile solidificate menţionate la pct. 1 şi combustibilul nuclear uzat; 3. orice alt deşeu cu activitate specifică comparabilă cu a celor

menţionate la pct. 1 şi 2. În general, deşeurile de activitate înaltă conţin radionuclizi de viaţă lungă. Una dintre caracteristicile care deosebeşte deşeurile de activitate înaltă de cele de activitate joasă şi medie este nivelul puterii termice, care la deşeurile de activitate înaltă necesită consideraţii speciale pentru manipulare sau depozitare definitivă.

Articolul 9 al acestor norme prevede clasificarea operaţională a deşeurilor radioactive ce va fi realizată de titularul de autorizaţie care desfăşoară activităţi asociate cu etapele de gospodărire a deşeurilor radioactive ţinând cont de [28]:

1. originea deşeurilor gestionate cum ar fi: amplasamentul, instalaţia, sistemul de provenienţă;

2. tipurile de deşeuri gestionate cum ar fi: filtre uzate, componente uzate, structuri demolate, gunoaie diverse, surse închise uzate, reziduuri din manipularea radioizotopilor;

3. proprietăţi nucleare şi radiologice cum ar fi: conţinutul fisil, generarea de căldură, debitul dozei ambientale, contaminarea suprafeţei, activitatea specifică, compoziţia de radionuclizi şi timpii de înjumătăţire ai radionuclizilor dominanţi, potenţialul de radioliză;

4. alte proprietăţi cum ar fi: riscuri fizico-chimice şi biologice, corozivitate, conţinutul de lichid liber, inflamabilitate, volatilitate, solubilitate, miscibilitate, dispersabilitate, conţinutul organic, agenţi complexanţi şi de chelare, reactivitate, sorbţia radionuclizilor, capacitatea de a se umfla, substanţe periculoase chimic sau biologic:

5. opţiuni de gospodărire cum ar fi: compactare, incinerare, imobilizare, segmentare, decontaminare sau topire.



În documentul „Norme privind limitarea eliberărilor de efluenţi radioactivi în mediu (NDR-04)” sunt stabilite principiile şi cerinţele generale privind eliberările de efluenţi radioactivi lichizi şi gazoşi in mediu, precum şi autorizarea şi controlul acestor eliberări. Aceste norme prevăd constrângerile de doză şi limitele derivate de emisie, conţinutul minim al documentaţiei de eliberare în mediu a efluenţilor precum şi responsabilităţile titularului de autorizaţie pentru gospodărirea efluenţilor pe perioada operării instalaţiei nucleare [28]. Pentru stabilirea limitelor derivate de emisie anuală solicitantul/titularul de autorizaţie trebuie să evalueze dozele anuale corespunzătoare evacuărilor intenţionate pentru toţi radionuclizii emişi, pe fiecare cale de evacuare, determinând ponderea relativă a dozelor corespunzătoare fiecărui radionuclid de pe fiecare cale de evacuare. Pe baza ponderilor relative, pentru fiecare radionuclid, de pe fiecare cale de evacuare, se stabilesc limite derivate de emisie anuală, in aşa fel încât pe total să se satisfacă constrângerea de doză efectivă anuală [28]. Responsabilităţile titularului de autorizare privind eliberarea efluenţilor sunt legate de respectarea restricţiilor la deversarea efluenţilor, întocmirea documentaţiei legate de calculul dozelor şi a rapoartelor de analiză a efluenţilor. Deasemenea trebuie să stabilească şi să implementeze programe de monitorizare a emisiilor radioactive şi a radioactivităţii mediului in vecinătatea instalaţiei, pe baza cărora să demonstreze că limitele derivate de emisie sunt respectate şi să verifice că presupunerile făcute privind modelul de evaluare a dozelor şi privind valorile parametrilor relevanţi utilizaţi in cadrul modelului rămân valabile [29]. Documentul „Normă privind depozitarea la suprafaţă a deşeurilor radioactive (NDR-05)”, emis în temeiul Legii nr. 111/1996 are ca obiectiv stabilirea cerinţelor de bază pentru asigurarea securităţii depozitelor şi pentru protecţia persoanelor expuse profesional, a persoanelor din populaţie şi a mediului înconjurător, stabilirea metodologiei de autorizare a activităţilor asociate cu viaţa unui depozit, şi furnizarea unui ghid privind conţinutul-cadru şi formatul evaluării de securitate. Capitolul 3 al acestui document prezintă „Evaluarea de securitate şi conformitatea cu criteriile de securitate” ce trebuie realizată înaintea construirii oricărui depozit atât pentru perioada de operare, cât şi pentru perioada de post-închidere, şi trebuie să demonstreze că sunt îndeplinite criteriile de securitate. Evaluarea de securitate trebuie transmisă la CNCAN ca documentaţie tehnică-suport pentru autorizarea depozitului. Capitolul 5 „Cerinţe de acceptare a deşeurilor” precizează următoarele aspecte referitoare la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive [30]:

• Limitele de autorizare trebuie să fie stabilite, după caz, pentru inventarul de radionuclizi şi/sau concentraţia în colete individuale, precum şi pentru întregul depozit. Limitele de autorizare trebuie să fie determinate prin metode corespunzătoare de evaluare a securităţii.

• Tipul, caracteristicile şi conţinutul de radionuclizi în coletele cu deşeuri trebuie să fie determinate cu precizia necesară asigurării conformităţii cu limitele de autorizare şi trebuie să fie documentate corespunzător.

• Metodele de determinare a activităţii radionuclizilor în formă de deşeu (matricea de deşeu) trebuie să fie aprobate de CNCAN.



• Debitul de doză la suprafaţa coletului, dar şi contaminarea coletului cu deşeuri trebuie să fie în conformitate cu cerinţele de transport de materiale radioactive şi cu cerinţele derivate din protecţia la radiaţii a lucrătorilor depozitului.

În capitolul 9 „Operarea depozitului” sunt menţionate următoarele informaţii ce trebuie înregistrate de operator: datele de identificare ale coletelor, locul de amplasare al coletelor, conţinutul de radionuclizi, principalele caracteristici ale deşeurilor, caracteristicile formei de deşeu, datele generatorului de deşeuri, precum şi ale expeditorului [30]. Documentul „Normele privind supravegherea şi controlul expedierilor internaţionale de deşeuri radioactive si combustibil nuclear uzat implicând teritoriul României, (NDR-06)” prezintă normele care se aplică expedierilor internaţionale de deşeuri radioactive şi combustibil nuclear uzat a căror desfăşurare implică teritoriul României şi detaliază procedura de expediere a acestora conform cerinţelor prezentate în Anexa 2 a „Normelor fundamentale de securitate radiologică” [31]. Toate aceste norme emise de CNCAN pentru gospodărirea în siguranţă a deşeurilor radioactive specifică şi cunoaşterea inventarului de radionuclizi în coletele de deşeuri în fiecare etapă prin care acestea trec de la generare până la depozitarea definitivă. Acestea, împreună cu normele şi standardele internaţionale prezentate în subcapitolul anterior confirmă importanţa subiectului abordat în această teză de doctorat, caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive.



3. Fluxuri de deşeuri radioactive într-o CNE de tip CANDU 6

În România, pe amplasamentul de la Cernavodă sunt în funcţiune două unităţi nucleare cu reactoare de tip CANDU 6. Puterea electrică generată de aceste două unităţi este de aproximativ 700 MWe/unitate. Centralele CANDU (CANadian Deuterium oxide natural Uranium) aflate în exploatare sunt din filiera PHWR (Pressurised Heavy Water Reactor) şi au ca element caracteristic reactorul cu canale dezvoltat de AECL. Combustibilul folosit în prezent în reactoarele comerciale este dioxidul de uraniu natural care conţine 0,7 % U-235, oferind un grad de ardere mediu de 7500 MWzi/tU. În figura 3-1 este prezentată schema sistemului principal de transport al căldurii. Agentul de răcire, apa grea cu o concentraţie izotopică standard de 97,5%, preia de la combustibil căldura generată în urma fisiunii U-235 cu neutronii termici şi o transportă la generatoarele de abur. Circulaţia agentului de răcire este bidirecţională, câmpul de temperatură menţinându-se practice constant pe volumul zonei active. Presiunea este menţinută constantă de un presurizor comun celor două bucle. Moderatorul folosit este tot apa grea, dar cu o concentraţie izotopică mai mare, 99,75%.

Figura 3-1 Schema părţii nucleare a centralei CANDU 6 Conform Raportului Anual prezentat de România Agenţiei Internaţionale pentru Energie Atomică (IAEA), în cadrul Joint Convention on the Safety of Spent



Fuel Management and on the Safety of the Radioactive Waste Management, centrala nucleară Cernavodă are propria clasificare a deşeurilor radioactive. În principiu, deşeurile sunt clasificate în combustibil nuclear uzat, deşeuri gazoase, deşeuri lichide şi deşeuri solide [33]. Referinţa [34] prezintă diagramele propuse de RAAN-SITON de gospodărire (tratare, condiţionare şi depozitare) a deşeurilor radioactive provenite din centralele nucleare. Deşeurile radioactive gazoase sunt colectate prin sisteme de ventilaţie, filtrate şi eliberate în atmosferă astfel încât să aibe un impact minim asupra mediului. Deşeurile radioactive lichide sunt colectate şi purificate (în cazul în care este convenabil) şi eliberate în mediu printr-o soluţie de diluţie şi dispersie astfel încât impactul asupra mediului să fie minim. Excepţie fac deşeurile lichide organice. Acestea sunt colectate în butoaie din oţel inoxidabil şi stocate în subsolul Clădirii Serviciilor. Deşeurile solide sunt clasificate în deşeuri compactabile şi deşeuri necompactabile, cartuşe filtrante uzate şi răşini ionice uzate. Acestea sunt tratate, condiţionate şi stocate în instalaţiile de pe amplasamentul centralei. Instalaţiile sunt proiectate şi construite în conformitate cu standardele internaţionale.

3.1 Fluxul de deşeuri radioactive Combustibilul Nuclear Uzat Combustibilul Nuclear Uzat de la Centrala Nucleară de la Cernavodă urmează fluxul de deşeuri prezentat în figura 3.1-1. După ce este iradiat în reactorul nuclear, combustibilul nuclear uzat este transferat către bazinul de calmare unde este stocat pe o perioadă de până la 7 ani, apoi către depozitul de intermediar combustibil ars (DICA), unde este stocat pe o perioadă de aproximativ 50 de ani. Ultima etapă este cea de depozitare finală. Scopul depozitării deşeurilor radioactive este izolarea pasivă a acestora pentru a proteja populaţia şi mediul înconjurător împotriva expunerii la radiaţii [35]. Conform Legii 320/2003, Agenţia Naţională şi pentru Deşeuri Radioactive (AN&DR, până în 2010 ANDRAD) a emis „Strategia naţională pe termen mediu şi lung de gospodărire a combustibilului nuclear uzat şi a deşeurilor radioactive, inclusiv depozitarea şi dezafectarea instalaţiilor radiologice şi nucleare” [33]. AN&DR este responsabilă şi coordonează această strategie naţională şi estimează operarea depozitului geologic pentru combustibil uzat şi a deşeurilor înalt active începând cu anul 2055. Figura 3.1-2 prezintă schematic această strategie naţională [36].

Studiile RAAN SITON au analizat depozitarea geologică atât în formaţiuni argiloase cât şi în roci cristaline [35, 36, 37].



Figura 3.1-1 Fluxul de deşeuri Combustibil Nuclear Uzat CNE Cernavodă

Figura 3.1-2 Strategia naţională pe termen mediu şi lung de gospodărire a

combustibilului nuclear uzat şi a deşeurilor radioactive, inclusiv depozitarea şi dezafectarea instalaţiilor radiologice şi nucleare [36]

Combustibilul Nuclear Uzat este cel mai uşor de caracterizat radiologic din punct de vedere al inventarului de radionuclizi. Există coduri de calcul (WIMS, SCALE, DRAGON) care simulează şi modelează arderea combustibilului în reactor,

BAZIN DE CALMARE

6 ANI

STOCARE INTERMEDIARĂ

USCATĂ 50 ANI

DEPOZITARE GEOLOGICĂ

DE ADÂNCIME

CNE Cercetare

STOCARE BAZIN DE CALMARE

POSIBILITATE DE RETURNARE ÎN ŢARA

DE ORIGINE

TRANSFER CĂTRE ŢARA DE ORIGINE

STOCARE CEL PUŢIN 50 ANI



răcirea în bazinul de calmare şi stocarea în depozitul intermediar şi estimează inventarul de radionuclizi. În general, pentru reactoarele CANDU 6 se utilizează codul WIMS. Această etapă a fost realizată în cadrul lucrărilor de cercetare pentru obţinerea diplomei de licenţă [32]. Rezultatele pentru inventarul de radionuclizi în combustibilul nuclear din zona activă a unui reactor de tip CANDU 6 sunt prezentate în tabelele 3.1-1 şi 3.1-2. Ultima coloană a tabelelor prezintă inventarul de radionuclizi la sfârşitul perioadei de ardere în reactor iar mai departe concentraţia se calculează aplicând legea de dezintegrare radioactivă. Tabelul 3.1-1 Concentraţia transuranienelor în combustibilul cu uraniu natural iradiat în reactorul de tip CANDU 6 în g/cm [32] Timp de ardere [zile] 0 50 100 150 200 210 Grad de ardere [MWzi/t] 0,035 1750,035 3500,035 5250,035 7000,035 7350,035 U234 2,53E-02 2,40E-02 2,28E-02 2,17E-02 2,06E-02 2,04E-02 U235 2,86E+00 2,17E+00 1,67E+00 1,28E+00 9,77E-01 9,25E-01 U236 2,43E-06 1,03E-01 1,77E-01 2,33E-01 2,76E-01 2,84E-01 U238 4,00E+02 3,99E+02 3,98E+02 3,98E+02 3,97E+02 3,97E+02 U237 4,97E-13 1,50E-03 4,23E-03 7,41E-03 1,08E-02 1,15E-02 Np239 1,36E-05 4,48E-02 4,45E-02 4,53E-02 4,64E-02 4,66E-02 Pu238 2,58E-17 5,18E-05 2,89E-04 7,43E-04 1,41E-03 1,57E-03 Pu239 1,00E-09 4,71E-01 7,48E-01 9,09E-01 1,00E+00 1,02E+00 Pu240 1,78E-12 4,89E-02 1,51E-01 2,69E-01 3,90E-01 4,14E-01 Pu241 2,61E-17 4,60E-03 2,27E-02 4,91E-02 7,88E-02 8,49E-02 Pu242 2,62E-17 2,10E-04 2,28E-03 7,99E-03 1,83E-02 2,09E-02 Am241 2,61E-17 7,36E-06 7,73E-05 2,53E-04 5,34E-04 6,01E-04 Am242m 2,62E-17 3,66E-08 5,35E-07 2,00E-06 4,49E-06 5,09E-06 Am243 2,63E-17 1,54E-06 3,69E-05 2,08E-04 6,66E-04 8,07E-04

Tabelul 3.1-2 Concentraţia produselor de fisiune în combustibilul cu uraniu natural iradiat în reactorul de tip CANDU în g/cm [32] Timp de ardere [zile] 0,001 50,001 100,001 150,001 200,001 210,001 Grad de ardere [MWzi/t] 0,035 1750,035 3500,035 5250,035 7000,035 7350,035 Kr83 2,73E-08 1,22E-03 2,20E-03 3,01E-03 3,69E-03 3,81E-03 Mo95 3,86E-07 1,86E-02 3,59E-02 5,22E-02 6,80E-02 7,11E-02Tc99 3,87E-07 1,92E-02 3,78E-02 5,60E-02 7,38E-02 7,73E-02Ru101 3,20E-07 1,64E-02 3,31E-02 5,00E-02 6,71E-02 7,06E-02 Ru103 1,97E-07 7,55E-03 1,18E-02 1,43E-02 1,58E-02 1,61E-02 Rh103 8,57E-13 3,47E-03 1,15E-02 2,16E-02 3,27E-02 3,50E-02 Rh105 6,52E-08 2,44E-04 3,24E-04 3,78E-04 4,20E-04 4,27E-04 Pd105 7,74E-12 4,11E-03 1,09E-02 1,92E-02 2,86E-02 3,05E-02 Pd108 7,94E-09 1,59E-03 4,93E-03 9,33E-03 1,45E-02 1,56E-02 Ag109 3,61E-09 8,98E-04 2,81E-03 5,30E-03 8,20E-03 8,81E-03 Cd113 1,14E-09 7,95E-06 1,10E-05 1,33E-05 1,51E-05 1,54E-05 In115 8,95E-10 5,35E-05 1,16E-04 1,81E-04 2,45E-04 2,57E-04



Timp de ardere [zile] 0,001 50,001 100,001 150,001 200,001 210,001 Grad de ardere [MWzi/t] 0,035 1750,035 3500,035 5250,035 7000,035 7350,035 I127 1,97E-08 1,05E-03 2,17E-03 3,33E-03 4,51E-03 4,75E-03 Xe131 2,40E-07 1,22E-02 2,44E-02 3,63E-02 4,78E-02 5,00E-02 Cs133 5,46E-07 2,73E-02 5,40E-02 8,02E-02 1,06E-01 1,11E-01 Cs134 4,72E-14 2,26E-04 8,64E-04 1,89E-03 3,28E-03 3,60E-03 I135 2,04E-04 2,03E-04 1,99E-04 1,98E-04 1,98E-04 1,98E-04 Xe135 1,89E-05 2,04E-05 2,08E-05 2,06E-05 2,03E-05 2,02E-05 Cs135 1,40E-09 1,80E-03 3,71E-03 5,64E-03 7,60E-03 8,00E-03 Nd143 5,10E-07 2,34E-02 4,31E-02 5,98E-02 7,41E-02 7,67E-02Nd145 3,45E-07 1,66E-02 3,21E-02 4,66E-02 6,04E-02 6,31E-02 Pm147 9,54E-08 4,36E-03 7,95E-03 1,09E-02 1,34E-02 1,38E-02 Pm2 147 1,06E-07 4,83E-03 8,81E-03 1,21E-02 1,48E-02 1,53E-02 Sm147 3,61E-14 1,66E-04 6,18E-04 1,29E-03 2,13E-03 2,32E-03 Pm148m 6,35E-14 4,80E-05 9,32E-05 1,31E-04 1,62E-04 1,68E-04 Pm148 7,04E-14 6,83E-05 1,32E-04 1,87E-04 2,35E-04 2,44E-04 Pm149 1,03E-07 3,80E-04 4,21E-04 4,58E-04 4,91E-04 4,97E-04 Sm149 7,84E-12 1,99E-04 2,26E-04 2,44E-04 2,57E-04 2,59E-04 Sm150 1,62E-17 4,79E-03 1,06E-02 1,67E-02 2,32E-02 2,45E-02 Sm151 4,01E-08 8,34E-04 1,09E-03 1,25E-03 1,38E-03 1,40E-03 Sm152 2,62E-08 2,93E-03 6,94E-03 1,12E-02 1,56E-02 1,65E-02 Eu153 1,55E-08 9,79E-04 2,37E-03 4,13E-03 6,20E-03 6,64E-03 Eu154 1,39E-14 6,69E-05 2,66E-04 6,00E-04 1,07E-03 1,18E-03 Eu155 3,35E-09 6,75E-05 1,11E-04 1,60E-04 2,19E-04 2,32E-04 Gd157 7,36E-10 1,97E-06 2,76E-06 3,21E-06 3,49E-06 3,53E-06

În tabelul 3.1-3 este prezentat inventarul de combustibil uzat în bazinele de calmare şi în depozitul intermediar. Tabelul 3.1-3 Inventarul de Combustibil Uzat la CNE Cernavodă, decembrie 2007 [33]

Locul de stocare Capacitatea de stocare (număr fascicule combustibil)

Inventar

Număr fascicule

Masa (kgU)

Bazin Combustibil Uzat– U1 50 000 33 508 636 652Bazin Combustibil Uzat – U2 50 000 88 1 672 Depozit intermediar Combustibil Ars (DICA) 324 000 22 800 433 200



3.2. Fluxul de deşeuri radioactive Răşini Ionice Uzate Răşinile ionice provin din sistemele de purificare ale centralei. În tabelul 3.2-1 este prezentat inventarul anual de răşini ionice, în m3, din centrala nucleară de la Cernavodă [33]. Răşinile ionice sunt schimbate după ce au atins o anumită valoare de încărcare (această valoare este dependentă de debitul care trece de răşinile ionice din sistemul de purificare respectiv – atunci când debitul scade sub o valoare de prag înseamnă că răşina este saturată şi este necesară schimbarea lor). Ele sunt transferate din coloanele schimbătoare de ioni prin sistemul de manipulare răşini uzate, în unul din cele 3 bazine din beton, fiecare având o capacitate de 200 m3 şi o grosime de 72 cm pentru a asigura protecţia contra radiaţiilor a personalului centralei [38]. Răşinile ionice sunt separate în funcţie din sistemul de purificare din care provin în două categorii:

• răşini ionice FUELCONTACT (Sistemul de Purificare a Sistemului Principal de Transport al Căldurii, Sistemul de Epurare D2O Agent de Răcire, Sistemul de Purificare al Bazinului de Combustibil Uzat, Sistemul D2O Alimentare Combustibil). Acestea reprezintă 65% din total de răşini ionice uzate.

• răşini ionice NONFUELCONTACT (Sistemul de Purificare a

Moderatorului, Sistemul de Epurare D2O Moderator, Sistem Purificare Sistem Control Zonal, Sistem Management Deşeuri Lichide). Acestea reprezintă doar 35 % din totalul de răşini ionice uzate, iar ponderea cea mai mare o au răşinile ionice provenite de la Sistemul Purificare Moderator.

În cazul răşinilor ionice uzate, acestea conţin radionuclizi produşi prin toate cele trei mecanisme (produşi de activare, produşi de fisiune, actinide), astfel caracterizarea radiologică în ceea ce priveşte emiţătorii alfa şi beta prin metode nedistructive devine imposibilă. Datorită volumului foarte mare de răşini ionice stocate în bazinele de stocare din clădirea serviciilor, şi dificultăţile întâmpinate în distrugerea probelor de răşini, aplicarea metodelor de identificare a radionuclizilor prin metode radiometrice sau spectrometrie de masă combinate cu metode de separare radiochimică devine ineficientă, iar singura soluţie fiabilă este aplicarea metodei factorului de scalare



În răşinile ionice uzate, o concentraţie relativ mare o au produşii de coroziune activaţi. Calculul factorilor de scalare porneşte de la calculul teoretic al activităţii radionuclizilor ţinând cont de următoarele aspecte:

• sistemele purificate din care provin;

• localizarea şi compoziţia materialelor structurale (în zona activă sau în afara zonei active);

• debitul atât prin sistemul purificat cât şi debitul preluat de sistemul de purificare;

• viteza de coroziune a materialelor (aceasta depinde nu numai de tipul materialului structural ci şi de parametrii fluidului de lucru – presiune, temperatură, compoziţie chimică);

• proprietăţile nucleare ale materialelor (în funcţie de radionuclizii analizaţi – secţiunile microscopice de absorbţie);

• constanta de dezintegrare a radionuclizilor analizaţi;

• fluxul de neutroni din zona activă;

• reacţiile de activare ale izotopilor din compoziţia materialelor structurale.



Tabelul 3.2-1 Inventarul de răşini uzate provenite de la CNE Cernavodă, m3 [33]

Anul 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 Total Sistemul Moderator 3.000 2.800 1.200 1.400 1.800 2.000 1.400 1.400 1.800 16.800 Sistemul Principal de Transport al Căldurii

0.000 2.080 0.000 2.120 2.160 2.160 2.000 0.000 2.000 12.520

Sistemul Alimentare D2O MID

0.000 0.000 0.200 0.200 0.400 0.000 0.600 0.200 0.000 1.600

Sistem Epurare D2O 1.200 2.330 1.800 1.800 1.400 0.600 1.200 2.000 1.600 13.930 Sistem răcire protecţii de capăt

0.000 0.200 0.200 0.000 0.200 0.200 0.000 0.400 0.800 2.000

Sistem Purificare Bazin Combustibil Uzat

0.000 2.260 2.260 0.000 2.260 0.000 2.260 0.000 2.400 11.440

Sistem Purificare Sistem Control Zonal

0.000 0.400 0.200 0.200 0.200 0.400 0.000 0.200 0.200 1.800

Sistem Management Deşeuri Lichide

0.025 0.000 0.000 0.040 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.065

Total / an 4.225 10.070 5.860 5.760 8.420 5.360 7.460 4.200 8.800 60.155



3.3 Fluxul de deşeuri radioactive cartuşe filtrante uzate Cartuşele filtrante provin din următoarele sisteme de proces ale centralei nucleare de la Cernavodă: sistemul de purificare a sistemului principal de transport al căldurii, sistemul de purificare moderator, sistemul de purificare al bazinului de combustibil uzat, sistemul de etanşare al pompelor principale de alimentare, sistemul de alimentare cu D2O maşină încărcare combustibil, sistemul de colectare a scurgerilor. Cartuşele filtrante uzate provenite din sistemele de proces de la CNE Cernavodă sunt de cinci tipuri, în funcţie de dimensiunea lor. În tabelul 3.3-1 sunt prezentate tipurile de cartuşe filtrante utilizate în centrală. Tabelul 3.3-1 Dimensiunile cartuşelor filtrante utilizate în sistemele de proces ale CNE Cernavodă [33] Dimensiune Tip 1 Tip 2 Tip 3 Tip 4 Tip 5 Diametru mm] 455 381 366 254 120 Înălţime [mm] 1400 1173 1156 1143 1150

Conform raportului anual înaintat Agenţiei Internaţionale pentru Energie Atomică de către România în cadrul proiectului Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of the Radioactive Waste Management cartuşele filtrante uzate sunt stocate în incinte cilindrice cu pereţi din beton cu capacitatea de 57.77 m3, iar în decembrie 2007 era ocupat un volum de 2.59 m3 [33].

3.4 Fluxul de deşeuri radioactive Solide Slab Active Deşeurile solide slab active provenite de la CNE Cernavodă sunt produse în urma operaţiilor de mentenanţă sau alte activităţi de pe amplasamentul centralei. În general în această categorie intră materialele provenite din decontaminare, materiale textile de protecţie a personalului, părţi metalice, precum şi materiale şi echipamente contaminate. Aceste deşeuri sunt colectate în pungi şi este verificată activitatea tritiului înainte de compactare. În următoarea etapă sunt colectate în butoaie standard din oţel inoxidabil de 220 l, autorizate de CNCAN. Sunt stabilite puncte de colectare a cestui tip de deşeuri astfel încât să se asigure o segregare şi etichetare de la sursă. Segregarea se face din punctul de vedere al compactabilităţii deşeurilor [33]:

• deşeuri compactabile: hârtie, materiale textile, plastic, cauciuc, etc.

• deşeuri necompactabile: unelte, piese metalice, lemn, materiale de construcţie, sticlă, filtre de iod şi de tritiu, site moleculare.



3.5 Fluxul de deşeuri radioactive Solide Mediu Active Deşeurile radioactive solide mediu active sunt produse în cantităţi mci şi în condiţii speciale. Ele sunt manipulate la distanţă cu ecranare adecvată sau în containere suplimentare. Ca şi în cazul celor slab active are loc o segregare din punct de vedere al compactibilităţii:

• deşeuri compactabile: hârtie, materiale textile, plastic, cauciuc, etc.

• deşeuri necompactabile: unelte, piese metalice, lemn, materiale de construcţie.

Mai există o categorie specială de deşeuri radioactive solide mediu active. Acestea sunt necompactabile, iar în componenţa lor intră componentele activate din zona activă a reactorului şi alte materiale puternic contaminate. Acestea sunt produse în cantităţi foarte mici şi sunt manipulate în containere special ecranate [33]. Tabelul 3.5-1 prezintă inventarul de deşeuri solide slab şi mediu active, lichide organice inflamabile şi solide inflamabile provenite de la CNE Cernavodă la sfârşitul anului 2010, conform raportului de mediu pe 2010. Tabelul 3.5-1 Inventarul de deşeuri solide slab şi mediu active, lichide organice inflamabile şi solide inflamabile provenite de la CNE Cernavodă la sfârşitul anului 2010, conform raportului de mediu pe 2010 [39].

Tipul de deşeuri Volumul [m3] Deşeuri solide 400.28 Deşeuri lichide inflamabile 42.22 Deşeuri solide inflamabile 21.38

3.6. Fluxul de deşeuri radioactive Efluenţi Lichizi Conform Raportului Anual realizat de România în cadrul Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of the Radioactive Waste Management, există următoarele categorii de efluenţi lichizi [33]:

• Deşeuri slab active de nivel 1: apa provenită de la spălătorie, duşuri, sisteme de colectare a scurgerilor din Clădirea Serviciilor, câteva laboratoare. Activitatea acestora este cuprinsă între 3.7E-01 Bq/l şi 3.7E+02 Bq/l.

• Deşeuri mediu active de nivel 2: Sistem Reconcentrare D2O, decontaminare echipamente, spălare obiecte de plastic, laboratoare şi sisteme colectare a scurgerilor din Clădirea Serviciilor. Activitatea acestora este cuprinsă între 3.7E+01 Bq/l şi 3.7E+04 Bq/l.



• Deşeuri mediu active de nivel 3: Sistemul de colectare a scurgerilor din Clădirea Reactorului, Bazinele de Combustibil Uzat şi Rezervoarele de stocare a combustibilului uzat. Activitatea acestora este cuprinsă între 3.7E-04 Bq/l şi 3.7E+06 Bq/l.

La CNE Cernavodă efluenţii sunt eliberaţi în mediu cu aprobarea CNCAN după întocmirea documentaţiei necesare conform normelor privind limitarea eliberărilor de efluenţi radioactivi în mediu (NDR-04) prezentate în capitolul 2, iar impactul lor asupra mediului este evaluat conform normelor NSR-21 „Normă privind monitorizarea emisiilor radioactive de la instalaţiile nucleare şi radiologice” aprobată prin Ordinul Preşedintelui CNCAN nr. 276 din 26.09.2005 şi publicată în Monitorul Oficial al României Partea I, nr. 923 din 17.10.2005, NSR-22 „Normă privind monitorizarea radioactivităţii mediului în vecinătatea unei instalaţii nucleare sau radiologice” aprobată prin Ordinul Preşedintelui CNCAN nr. 275 din 26.09.2005 şi publicată în Monitorul Oficial al României Partea I, nr. 923 din 17.10.2005 şi NSR-23 „Normele privind calculul dispersiei efluenţilor radioactivi evacuaţi în mediu de instalaţiile nucleare” aprobate prin Ordinul Preşedintelui CNCAN nr. 360 din 20.10.2004 şi publicate în Monitorul Oficial al României, Partea I nr. 1.159 bis / 08.12.2004.



4. Metode de caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive

4.1. Consideraţii generale

În capitolul 1 au fost prezentate standardele şi normele internaţionale emise de Agenţia Internaţională pentru Energie Atomică de la Viena (AIEA) şi normele naţionale emise de Comisia Naţională pentru Controlul Activităţilor Nucleare (CNCAN) care confirmă importanţa caracterizării deşeurilor radioactive. Conform acestor norme şi standarde, caracterizarea deşeurilor radioactive presupune determinarea proprietăţilor fizice, chimice şi radiologice în scopul de a facilita păstrarea înregistrărilor şi a acceptabilităţii lor de la o etapă la alta. Caracterizarea radiologică înseamnă identificarea radionuclizilor prezenţi în coletele de deşeuri şi determinarea concentraţiei de activitate a acestora.

Sunt prelevate probe din coletele de deşeuri radioactive, astfel încât să se obţină o reprezentativitate statistică folosind o selecţie aleatoare, aleatoare stratificată sau sistematică (pe baza sistemului caroiajului) şi sunt supuse unui set de proceduri de măsurare a radioactivităţii aplicate cu scopul de a determina dacă un material îndeplineşte criteriile de exceptare sau pentru încadrarea în categoria corespunzătoare de deşeuri radioactive, în acord cu clasificările din reglmentările naţionale (NDR-03). Deoarece nivelurile de exceptare reprezintă doar o mică fracţie din nivelul fondului natural este necesar ca limita de detecţie a aparaturii utilizate să fie mult mai mică decât acestea. Practica uzuală este să se evalueze timpul de măsurare necesar în anumite condiţii şi să se demonstreze că limita de detecţie este mai joasă decât nivelul de eliberare.

Pe baza informaţiilor deja existente referitoare la coletele de deşeuri sunt selectate instrumentele de măsură adecvate în vederea stabilirii inventarului de radionuclizi. Măsurătorile directe sunt efectuate in situ sau într-o zonă cu fond gama scăzut, special dedicată măsurătorilor de caracterizare. Principalele tipuri de instrumente utilizate pentru măsurători nedistructive sunt: monitoare portabile de contaminare, contori globali pentru radiaţii gama, cu scintilatori plastici, spectrometre gama de înaltă rezoluţie, cu HPGe, spectrometre gama de joasă rezoluţie, cu NaI, camere gama (spectrometrice sau imagistice) analizoare de neutroni. Întrucât este puţin probabil ca activarea sau contaminarea să fie răspândite uniform, este esenţial să se definească masa sau suprafaţa materialului pe care se mediază concentraţiile radionuclizilor.

Metodele de analiză trebuie să se concentreze asupra măsurării directe a radionuclizilor celor mai abundenţi. Emiţătorii gama şi beta de energie înaltă sunt uşor de măsurat în timp ce emiţătorii alfa şi beta-gama de energie joasă sunt dificil de măsurat direct, cu precizie. În acest caz sunt necesare metode distructive laborioase de separare radiochimică şi de preparare a probelor astfel încât să fie eliminaţi radionuclizii interferenţi. O altă metodă de determinare a activităţii radionuclizilor dificil de măsurat este metoda factorului de scalare. Activitatea radionuclizilor care sunt dificil de măsurat direct poate fi evaluată utilizând rapoarte



izotopice (factori de scalare). De exemplu Fe-55 şi Ni-63 pot fi adesea corelaţi cu Co-60, iar Sr-90 cu Cs-137.

4.2. Selectarea metodelor de caracterizare radiologică a deşeurilor În general, dezvoltarea sau selectarea unor metode de analiză se bazează pe o serie de consideraţii majore, care includ caracteristicile analitului şi ale matricei, complexitatea tehnică şi practicalitatea metodei, cerinţele de calitate, disponibilitatea echipamentelor, resursele materiale şi de personal, cerinţele de reglementare şi implicaţiile economice. În tabelul 4.2.1 sunt sunt prezentate consideraţiile de mai sus, împreună cu o serie de parametri ce trebuie luaţi în considerare pentru a putea realiza o corectă şi optimă selectare a metodelor analitice. Tabelul 4.2.1. Parametri ce trebuie luaţi în considerare la selectarea metodelor de caracterizare radiologică a deşeurilor Caracteristica Parametri ce trebuie luaţi în considerare Date specifice radionuclidului

• Emisia radioactivă (particule sau fotoni)

• Timpul de înjumătăţire

• Produşi de dezintegrare; metoda principală de detecţie, interferenţe

• Forma chimică/fizică (gaz, volatile etc)

• Posibilitatea de a utiliza metode nedistructive/distructive de analiză

Concentraţia altor radionuclizi sau interferenţe chimice în probă

• Nivelul cerut de decontaminare sau selectivitate (ex. Factorul de decontaminare de 103 pentru radionuclidul interferent, Co-60, prezent în probă împreună cu radionuclidul de interes, Pu-241)

• Rezoluţia tehnicii de măsurare

• Robusteţea metodei faţă de fluctuaţii importante ale nivelurilor de interferenţă şi variaţii ale matricii

• Radionuclizii prezenţi în fond



Caracteristica Parametri ce trebuie luaţi în considerare Matrice • Teste distructive

o Interferenţe datorate elementelor inactive

o Posibilitatea de dizolvare a matricei

o Posibilitatea de asigurare a omogenităţii distribuţiei de activitate

o Inconsistenţa între forma chimică şi starea de oxidare a radionuclidului de analizat şi a trasorului

• Teste nedistructive

o Eterogenitatea probelor finale pentru analiză

o Autoabsorbţia radiaţiilor în matrice

Gradul de complexitate al metodei

• Nivelul de instruire tehnică necesară

• Reproductibilitatea indicatorilor de calitate între analişti

• Aplicabilitatea metodei pentru procesarea în loturi a probelor

• Necesitatea unor tehnici extensive de procesare chimică iniţială a probelor (dizolvare, concentrare, purificare/izolare, preparare a formei finale pentru radiometrie)

• Necesitatea unei tehnici bazate pe instrumentaţie nucleară (procesare chimică minimă)



Caracteristica Parametri ce trebuie luaţi în considerare Timpul total necesar pentru o probă

• Timpul de înjumătăţire al radionuclidului de analizat

• Timpul de procesare prin metode chimice sau timpul de preparare a probei

• Timpul de măsurare/analiză specific instrumentaţiei nucleare

• Durata de conservare chimică a matricii

• Posibilitatea de procesare în loturi

• Gradul de automatizare disponibil/posibil

Gradul de implementare al metodelor existente/disponibile

• Metode validate pentru aplicaţia urmărită

• Nivelul de calificare şi instruire a personalului pentru aplicarea metodelor

• Existenţa programului de control al calităţii pentru metoda aplicată

• Disponibilitatea echipamentului specializat, a trasorilor, reactivilor sau materialelor

Producerea de deşeuri periculoase sau mixte

• Cantitatea de deşeuri în raport cu tehnici analitice mai vechi

• Disponibilitatea şi costurile metodelor de eliminare a deşeurilor



Caracteristica Parametri ce trebuie luaţi în considerare Costuri asociate metodei

• Manopera, utilizarea echipamentelor, utilităţi, costuri cu deşeurile radioactive

• Aplicabilitatea metodei pentru sisteme portabile sau de laborator

• Disponibilitatea aranjamentelor de service

• Necesitatea controalelor de mediu

• Necesitatea autorizării pentru laboratoarele mobile

4.2.1. Metode radiometrice Metodele radiometrice de determinare a radionuclizilor prezenţi în deşeurile radioactive au la bază fenomenul de dezexcitare prin dezintegrare radioactivă pentru a atinge o stare stabilă. Activitatea unui radionuclid este dată de legea dezintegrării radioactive, exprimată prin relaţia (4.2.1-1).

)11.2.4()( 0 −⋅= ⋅− teAtA λ unde: A(t) reprezintă activitatea radionuclidului la momentul t, A0 activitatea radionuclidului la momentul considerat iniţial, λ constanta de dezintegrare a radionuclidului. Există mai multe tipuri de procese de dezintegrare a radionuclizilor, în funcţie de particula emisă de nucleu: dezintegrare alfa, dezintegrare beta, captura electronică, conversie internă, emisie de radiaţii gama şi fisiune spontană. În funcţie de aceste procese şi interacţia lor cu substanţa există mai multe tipuri de detectori. Tabelul 4.2.1-1 prezintă cei mai utilizaţi detectori cu semnal electric în fizica nucleară.

În continuare sunt prezentate metodele radiometrice de determinare a activităţii radionulizilor preluate din Ref. [41].



Tabelul 4.2.1-1. Tipuri de detector în funcţie de interacţia radiaţiilor cu substanţa [40] Interacţie Detector Particule detectate Semnal Ionizarea gazului Camere de ionizare β, p, d, α, n(F,α),

X(e), γ(e) puls, curent integral

Contorul proporţional

β, X(e), n(α, p), γ(e) puls

Contor G.M. β, γ puls Ionizarea solidului Detectori cu

semiconductori p, d, α, ioni n(F, α), X(e), γ(e)

puls, curent

Fluorescenţă Detectori cu scintilatori

γ(e), β, ioni n(p) puls

4.2.1.1. Detecţia particulelor alfa Dezintegrarea radionuclizilor prin emisie de particule alfa În urma procesului de dezintegrare alfa, radionuclizii emit particule cu energie discretă, cu valori în general între 4 şi 6 MeV. Particulele alfa sunt particule grele încărcate pozitiv şi au proprietatea de a pierde rapid din energie, astfel orice contact între radionuclidul emiţător alfa şi porţiunea activă a detectorului va conduce la absobţia energiei particulei alfa. Din această cauză pregătirea probelor pentru detecţia emiţătorilor alfa este foarte importantă. Detectorii existenţi utilizaţi în determinarea activităţii radionuclizilor emiţători alfa sunt în general detectori cu camere de ionizare, contoare proporţionale, detectori cu scintilatori lichizi sau plastici şi detectori cu semiconductori. Camerele de ionizare au, de obicei, eficacitate de detecţie ridicată, dar rezoluţia energiei este mică, efect ce poate fi evitat prin echiparea cu un ecran de protecţie Frisch pentru a preveni interferenţa norului de ioni pozitivi şi creşterea vitezei de captare a electronilor generaţi. Camerele de ionizare Frisch sunt utilizate doar la determinarea activităţii alfa globale. Detectorii cu scintilatori lichizi au avantajul că sursa alfa este amplasată chiar în interiorul detectorului, realizându-se o detecţie cu geometrie 4π. În general, în determinarea emiţătorilor alfa din probele de mediu sunt utilizaţi detectorii cu semiconductori, în special atunci când sunt necesare informaţii de spectrometrie. Dintre aceştia, în spectrometria alfa sunt utilizaţi, la scară largă, detectorii cu semiconductori din siliciu datorită rezoluţiei in energie superioară. Eficacitatea de detecţie a acestui detector este dependentă de mărimea sursei şi a detectorului, precum şi de distanţa sursă – detector şi este în general cuprinsă între 10% şi 45%. Rezoluţia energetică sau lărgimea la semiînălţime (FWHM1), în general este cuprinsă între 15-55 keV, în funcţie de distanţa dintre sursă şi detectori şi mărimea şi grosimea sursei. Sarcina mare (+2) şi viteza relativ mică a particulelor alfa conduc la o pierdere semnificativă de energie chiar şi în medii absorbante foarte subţiri. Cu cât distanţa sursă – detector este mai mare?, cu atât rezoluţia este mai 1 FWHM = Full Width at Half Maximum



bună (FWHM mai îngust) datorită unghiului solid mai mic şi deci a drumului mai mic parcurs de particulele alfa pentru a ajunge la detector. În tabelul 4.2.1-2 sunt prezentaţi câţiva emiţători alfa, importanţi în analiza probelor de mediu şi a probelor de deşeuri radioactive. Tabelul 4.2.1-2 Radionuclizi emiţători alfa importanţi în caracterizarea radiologică a probelor de mediu şi a probelor de deşeuri radioactive1

Radionuclid Fotoni gama Particule alfa

Energie [keV]

Probabilitatea de emisie

Energie [MeV]


226Ra 186.2000 0.0353 4.7843 0.9403 4.6010 0.0596

229Th

193.5090 0.04414.8453 0.5620 4.9010 0.1020 4.8146 0.0930

86.4000 0.0340

4.9675 0.0597 5.0500 0.0520 4.8370 0.0480 4.9785 0.0317

230Th 67.6720 0.0038 4.6877 0.7630 4.6212 0.2340

232Th 59.0000 0.0015 4.0130 0.7700 3.9540 0.2300

233U 42.4680 0.0007 4.8242 0.8270 97.1400 0.0002 4.7835 0.1490

234U 53.2000 0.0012 4.7749 0.7137 4.7226 0.2842

235U 185.7140 0.5710

4.3972 0.5400 4.3662 0.1780 4.3260 0.0780

143.7600 0.1095 4.2178 0.0610 4.5991 0.0530

236U 49.3700 0.0007 4.4945 0.7600 4.4460 0.2400

238U 49.5500 0.0007 4.1980 0.7754 4.1500 0.2233

237Np 29.3700 0.1530 4.7880 0.4700

4.7710 0.2500

86.5000 0.1230 4.7660 0.0800 4.6410 0.0620

238Pu 43.498 0.000395 5.4993 0.7104 5.4565 0.2884

1 Energiile şi probabilităţile de emisie a particulelor sunt preluate din biblioteca NUCLEONICA [42]



Radionuclid Fotoni gama Particule alfa

Energie [keV]


Energie [MeV]


239Pu 51.6240 0.0003 5.1567 0.7076 5.1439 0.1716

240Pu 45.2420 0.0005 5.1683 0.7290 5.1236 0.2700

242Pu 44.9200 0.0004 4.9005 0.7649 4.8562 0.2348

244Pu - - 4.5890 0.8050 4.5450 0.1938

241Am 59.5412 0.3600 5.4857 0.8440 5.4430 0.1310

Rezoluţia energetică a detectorilor cu semiconductori utilizaţi în spectrometria

alfa este mare şi diferenţa relativ mică între energia particulelor alfa emise de anumiţi radionuclizi conduc la dificultăţi în separarea vârfurilor de energie. Acesta este cazul general al izotopilor 241Am şi 238Pu şi 237Np, 233U, 234U şi 230Th. Pentru a evita acest tip de interferenţe este necesară o separare chimică a radionuclizilor. Deasemenea, separarea chimică a radionuclizilor conduce şi la atenuarea efectelor de auto-absorbţie a particulelor alfa ce contribuie la reducerea eficacităţii de detecţie şi, mai mult, la degradarea rezoluţiei energetice a spectrului alfa. Din acest motiv este esenţial ca sursa pregătită pentru spectrometrie alfa şă fie cât mai subţire. Acest lucru se realizează prin electro-depunere pe dischete din oţel inoxidabil sau micro-coprecipitare cu fluorură de ceriu şi filtrare pe filtre subţiri şi de dimensiuni mici. Referinţa [43] prezintă ca metode de preparare a unei surse alfa: evaporarea, co-precipitarea, electro-pulverizarea, precipitarea electrostatică, depunerea instantanee, placarea moleculară şi sublimarea sub vid, dar rezoluţia energetică a spectrului alfa al sursei astfel preparate variază considerabil datorită grosimii probei, în special pentru sursele preparate prin metode de evaporare şi co-precipitare. O metodă simplă de preparare a unei surse alfa subţiri, ce are la bază fenomenul de sorbţie a anumitor radionuclizi, precum radiul, pe o peliculă de oxid de magneziu a fost publicată în 2006 [44].

Este foarte importantă contribuţia probei martor ce influenţează limita de detecţie a oricărei metode. În spectrometria alfa, realizând o separare chimică eficientă şi o preparare corespunzătoare a probei, contribuţia probei martor la determinarea radionuclizilor artificiali poate fi menţinută la un nivel scăzut (< 0.15 imulsuri/oră), în timp ce valorile pentru determinarea radionuclizilor naturali sunt ceva mai mari. În cazul probelor de mediu, concentraţia radionuclizilor este, în general, foarte mică, şi este necesar un timp de măsurare mare (1-10 zile pentru o activitate mai mică de 10 mBq) pentru a obţine o incertitudine de măsurare mică. Principalul dezavantaj al spectrometriei alfa este timpul mare de analiză, ce are drept cauză atât durata de timp mare necesară procedurii de separare chimică a radionuclizilor din matrice sau de alţi radionuclizi care produc interferenţe, precum şi



durata mare necesară măsurării (1 – 30 zile). Acest aspect conduce la o capacitate analitică scăzută pentru această metodă. Totuşi, necesitatea separării chimice a radionuclizilor de interes din matrice sau de radionuclizii ce produc interferenţe reprezintă un impediment în caracterizarea radiologică rapidă a deşeurilor radioactive şi nu este o metodă adecvată în situaţii de urgenţă, în care este importantă obţinerea rezultatelor într-un timp scurt (mai puţin de o zi). În prezent cercetările se îndreaptă către dezvoltarea de metode rapide de determinare a radionuclizilor emiţători alfa pentru a putea determina diferiţi radioizotopi din deşeuri radioactive de forme diferite în situaţii de urgenţă [41].

4.2.1.2. Detecţia particulelor beta Dezintegrarea radionuclizilor prin emisie de particule beta Prin dezintegrarea beta radionuclizii emit un electron (particula β-) sau un pozitron (particula β+). În acelaşi timp mai este emisă o particulă, un antineutrino sau un neutrino ce împarte energia cu particula beta. Astfel, particulele beta au o distribuţie continuă de energie, de la 0 până la energia maximă de dezintegrare. Radionuclizii emiţători beta (β-) pot fi determinaţi cu ajutorul detectorilor Geiger – Muller (GM) sau a detectorilor cu scintilatori lichizi (LSC), în timp ce radionuclizii emiţători β+, datorită emisiei ulterioare a doi fotoni, fiecare având energia de 511 keV pot fi determinaţi prin spectrometrie gama. Fenomenul invers dezintegrării beta este captura electronică, prezentată în continuare. Dezintegrarea radionuclizilor prin captură electronică Captura electronică este un proces de dezintegrare prin care un electron din stratul de electroni orbitali este absorbit de nucleu. Acest proces este urmat de emisia de raze X şi/sau electroni Auger şi este caracteristic radionuclizilor al căror nucleu conţine un număr relativ mare de protoni şi nu au suficientă energie pentru a se dezintegra prin emisie de pozitroni. Datorită emisiei ulterioare de raze X şi/sau electroni Auger, aceşti radionuclizi pot fi determinaţi prin spectrometrie de raze X sau detectori cu scintilatori lichizi. Radionuclizii emiţători beta sau de electroni sunt determinaţi în general cu detectori cu gaz ionizant, precum camerele de ionizare, detectorul GM sau detectorul cu scintilatori lichizi (LSC). Detectorul GM este utilizat, în general, pentru determinarea radionuclizilor ce emit electroni la energii înalte datorită absorbţiei electronilor de energii joase pe sticla de separare a probei de volumul de gaz. LSC are avantajul de a analiza emiţătorii de electroni la energii joase datorită absenţei atenuării şi a geometriei 4π, în acest caz proba aflându-se în interiorul detectorului, amestecată cu scintilatorul. Astfel, LSC poate fi utilizat atât pentru determinarea radionuclizilor emiţători β la energii înalte cât şi pentru determinarea radionuclizilor emiţători β la energii joase. Datorită distribuţiei continue de energie a electronilor emişi în urma dezintegrării beta, spectrometria beta nu reprezintă o metodă potrivită în



identificarea contribuţiei fiecărui radionuclid la spectrul beta. Astfel, determinarea individuală a emiţătorilor beta necesită o separare chimică a radionuclizilor de interes de ceilalţi radionuclizi înainte de determinare prin spectrometrie beta. Chiar şi în acest caz, anumiţi izotopi reprezintă un singur element (de exemplu 89Sr şi 90Sr) şi chiar dacă izotopii emit electroni cu energii discrete (de exemplu în urma procesului de conversie internă şi/sau captură electronică cu emisia unui electron Auger) dezexcitarea in cascadă ca urmare a completării vacanţelor de pe stratul de electroni orbitali conduce la o distribuţie complexă de energie, ceea ce împiedică analiza precisă a electronilor emişi în paralel. O alternativă o reprezintă separarea spectrelor radionuclizilor prin metoda de deconvoluţie Verrezen and Hurtgen (1996) [45]. Referinţa [46] prezintă o metodă de determinarea activităţii Stronţiului 90 şi a Tritiului prin deconvoluţia spectrului beta al probei, utilizând un detector cu scintilatori lichizi. În LSC, rezoluţia energetică relativ mică reprezintă un impediment în identificarea activităţii radionuclizilor ce nu fac parte din probă, în timp ce detectorul GM, pentru care rezoluţia energetică este foarte mică, activitatea oricărui radionuclid ce nu aparţine de proba analizată trebuie determinată prin alte mijloace (identificarea timpului de înjumătăţire a izotopului prin determinarea repetată sau a energiei utilizând absorbanţi de diferite grosimi între probă şi detectori). Absorbţia electronilor în materie este mai mică decât în cazul particulelor alfa, în special în cazul electronilor de energie înaltă. Totuşi, pentru a atenua efectul de auto-absorbţie în probă şi pentru a menţine o eficacitate de detecţie ridicată, probele analizate cu detectorul GM necesită preparare sub forma unei surse solide foarte subţiri ce poate fi analizată în acelaşi mod ca la spectrometria alfa, iar cea mai folosită metodă de preparare a probei este prin electro-depunere şi/sau micro co-precipitare. Eficacitatea detectorului GM variază cu energia electronilor emişi, grosimea sursei şi proprietăţile detectorului, de la 10% la 70%. În cazul analizei probelor de mediu sau a deşeurilor foarte slab active este utilizat un detector GM de fond scăzut prin utilizarea unui ecran de protecţie din plumb şi a unui detector GM de gardă situate deasupra probei de analizat, si conectat în anticoincidenţă cu detectorul de radiaţii beta. În tabelul 4.2.1-3 este prezentată o listă de radionuclizi determinaţi în general prin spectrometrie beta cu energiile şi probabilităţile de emisie corespunzătoare.



Tabelul 4.2.1-3 Radionuclizi emiţători beta importanţi în caracterizarea radiologică a probelor de mediu şi a probelor de deşeuri radioactive1

Radionuclid Tip dezintegrare

Energia2 Probabilitatea de emisie keV

3H Beta 18.571 1.000 14C Beta 156.473 1.000

36Cl Beta 708.585 0.981 C.E. 1142.030 0.019 X 2.308 0.001

41Ca C.E. 421.300 1.000 X 3.314 0.073

55Fe C.E. 231.38 1.000 X 5.899 0.163

63Ni Beta 66.945 1.000 79Se Beta 150.700 1.000 89Sr Beta 1495.070 1.000 90Sr Beta 545.996 1.000 99Tc Beta 293.699 1.000 129I Gama 39.578 0.074

Beta 151.222 0.995 135Cs Beta 269.399 1.000

210Pb Gama 46.539 0.042 Beta 17.000 0.840 Beta 63.500 0.160

228Ra Gama 13.520 0.011 Beta 39.000 0.560 Beta 15.500 0.350

234Th Gama 63.300 0.037 Beta 192.000 0.739 Beta 99.000 0.174

241Pu Beta 20.800 0.999 În general, detectorul GM nu se utilizează la determinarea radionuclizilor ce emit electroni la energii foarte joase, precum 3H, 14C, 129I sau 241Pu datorită auto-absorbţiei particulelor β în detector. În acest caz se utilizează detectorul cu scintilatori lichizi. În plus, detectorul cu scintilatori lichizi are avantajul evitării auto-absorbţiei, eficacitatea de detecţie mare, distribuţia omogenă a probei în cocktail-ul scintilator, procedura relativ simplă de preparare a probei şi calibrarea cu uşurinţă utilizând un standard intern sau extern. O altă caracteristică a detectorului cu

1 Valoarile pentru energia particulelor şi a promabilităţii de emisie sunt preluate din biblioteca Nucleorica [42] 2 În cazul particulelor beta este vorba de energia maximă



scintilatori lichizi este de a determina izotopii ce se dezintegrează prin emisia unui număr mare de electroni de conversie sau prin captură electronică, precum 41Ca sau 55Fe. Aceste determinări se fac prin identificarea electronilor Auger produşi în urma proceselor de dezintegrare. Totuşi, datorită energiei foarte mici a electronilor Auger (< 20 keV), eficacitatea detectorului cu scintilatori lichizi în determinarea radionuclizilor ce trec prin astfel de procese de dezintegrare este foarte mică (< 30%) [47, 48].

4.2.1.3. Detecţia fotonilor gama Există probabilitatea ca radionulizii ce se dezintegrează prin emisia de particule α sau β să emită şi radiaţii gama cu energie specifică. Aceştia pot fi determinaţi prin spectrometrie gama. De exemplu, 129I este un emiţător beta, dar emite şi fotoni gama cu energia de 39.6 keV, astfel el poate fi determinat atât prin spectrometrie beta cât şi prin spectrometrie gama. Pentru a determina aceşti radionuclizi există o serie de detectori, precum detectorii cu scintilatori ce utilizează ca scintilator NaI, CsF sau ZnS, detectori cu gaz, detectori cu semiconductori pe bază de Si(Li) sau germaniu foarte pur, CdTe, sau GaAs. De la introducerea lor pe piaţă încă din anii 1970, detectorii cei mai utilizaţi în determinarea radionuclizilor prin spectrometrie gama sunt în general detectorii cu semiconductori Si(Li) şi Ge(Li). Mai târziu, în anii 1980 au fost introduşi pe piaţă detectori cu germaniu foarte pur (HpGe) ce au condus la înlocuirea detectorilor Ge(Li). Recent, în urma cercetărilor realizate în domeniul spectrometriei gama, a fost introdusă o cantitate mare de germaniu cristal pentru a mări eficacitatea detectorului cu până la 100 – 150% [49]. Această îmbunătăţire este foarte importantă în determinarea probelor de mediu sau deşeuri radioactive de joasă activitate.

Datorită proprietăţilor electromagnetice ale radiaţiilor gama, acestea au lungimea de penetrare mai mare fără a fi absorbite în cantităţi semnificative, în special în cazul fotonilor gama de energie foarte mare. În general, probele nu presupun supunerea la vreun tratament înainte de analiză, ceea ce face ca acest proces să fie uşor şi rapid. Mai mult, este minimizat riscul de contaminare în timpul preparării probei. Având în vedere aceste aspecte, radionuclizii ce emit fotoni gama la anumite energii sunt determinaţi, în general, prin spectrometrie gama. Exemple de astfel de radionuclizi sunt: 60Co, 65Zn, 54Mn, 94Nb, 106Ru, 133Ba, 134Cs, 137Cs, 144Ce, 152Eu, 154Eu sau 241Am. Un dezavantaj al spectrometriei gama îl reprezintă eficacitatea relativ mică (< 10% pentru eficacitatea absolută) ce variază cu energia fotonilor gama, distanţa sursă detector şi mărimea cristalului de germaniu sau siliciu. În plus, rata de detecţie a fondului în cazul spectrometriei gama este în general mare (> 10 impulsuri pe oră pentru fotoni gama de 661.7 keV ai 137Cs şi > 25 impulsuri pe oră pentru fotonii gama de 59.5 keV ai 241Am) şi variază cu activitatea totală a probei şi ecranarea detectorului. Limita de detecţie a unui spectrometru gama este de obicei cu câteva ordine de mărime mai mare decât în cazul detectorilor beta sau a spectrometrelor alfa, dar depinde de ecranarea detectorilor, a radionuclizilor de interes sau a radionuclizilor ce produc interferenţe. Datorită limitei de detecţie în general superioare a spectrometrelor alfa, radionuclizii emiţători atât gama cât şi alfa



sunt de preferat determinaţi prin spectrometrie alfa, cu excepţia 241Am ce poate fi determinat prin spectrometrie gama atunci când concentraţia nu este prea mică. În tabelul 4.2.1-4 este prezentată o listă de radionuclizi emiţători gama cu timpul de înjumătăţire, energiile şi probabilităţile de emisie corespunzătoare.

Tabelul 4.2.1-4 Radionuclizi emiţători gama importanţi în caracterizarea

radiologică a probelor de mediu şi a probelor de deşeuri radioactive1

Radionuclid Timp de

înjumătăţire [ani]

Energie [keV]

Probabilitate de Emisie

54Mn 312.13 834.838 0.999746 60Co 5.271 1332.49 0.999826

1173.23 0.9985 65Zn 244.15 1115.54 0.506 94Nb 20000 871.091 0.9989

702.622 0.9981997711 106Ru 1.020 39.4 1 133Ba 10.54 356.013 0.6205

80.9979 0.329 134Cs 2.0651 604.69 0.976297

795.84 0.855197 137Cs2 30.04 661.657 0.851 144Ce 285.0 [zile] 133.544 0.11

80.106 0.0112

152Eu 13.525121.782 0.284108 344.279 0.265783 1408.01 0.208406

154Eu 8.593

123.07 0.40355 1274.69 0.40355 1274.69 0.35000012565

723.43 0.20124998145 241Am 432.800 59.5412 0.3600

1 Valoarile pentru energia particulelor şi a timpului de înjumătăţire sunt preluate din biblioteca Nucleorica [42] 2 Cesiul 137 este emiţător beta pur iar prin spectrometrie gama se determină de fapt produsul său de dezintegrare Bariu 137m



4.2.2. Spectrometria de masă Spectrometria de masă este utilizată la scară largă la determinarea concentraţiei unui element prin identificarea numărului de atomi ai unui izotop ai elementului respectiv. Există o experienţă mai mare de 25 de ani în utilizarea acestei metode pentru determinarea activităţii radionuclizilor. Unele dintre metodele de spectrometrie de masă permit identificarea radionuclizilor fără a realiza o separare chimică în prealabil. Acest aspect face ca analiza prin spectrometrie de masă să devină o metodă favorabilă şi avantajoasă faţă de metodele radiometrice prezentate anterior. Totuşi, în cazul probelor complexe, cu un conţinut variat de radionuclizi în care sunt prezenţi izobari, apar probleme în interpretarea şi cuantificarea rezultatelor analizei. Pentru a îmbunătăţi această metodă şi pentru a elimina interferenţele în general, se recomandă separarea chimică a elementelor înainte de analiza prin metode de spectrometrie de masă.

4.2.3. Separarea radiochimică

În secţiunile precedente am vorbit despre separarea radiochimică necesară pentru a elimina interferenţele produse între radionuclizi, precum şi pentru a obţine o limită de detecţie cât mai mică şi o eficacitate a detectorilor cât mai mare.

Această metodă are la bază reacţiile chimice produse între radionuclizii de interes şi anumiţi compuşi chimici. Exemple de astfel de reacţii sunt: precipitarea anumitor elemente în medii alcaline sau în prezenţa anumitor compuşi chimici, reacţii de schimb ionic între proba de caracterizat (în stare lichidă) şi anumite răşini ionice, reacţii de complexare în cazul răşinilor cromatografice specifice pentru anumiţi radionuclizi.



4.2.4. Metoda factorului de scalare În momentul de faţă, în cazul determinării radionuclizilor dificil de măsurat, emiţători alfa sau beta puri sau gama de energii foarte joase, când determinarea activităţii prin metode nedistructive este imposibilă, separarea chimică a acestor radionuclizi din matrice este practic indispensabilă în cazul caracterizării radiologice. Mai mult, în cazul cantităţilor foarte mari de deşeuri, este necesară o perioadă foarte lungă de timp pentru a le caracteriza radiologic, în special pentru a identifica radionuclizii ce contribuie la radioactivitatea totală a deşeurilor. De aceea, în majoritatea statelor membre ale Agenţiei Internaţionale pentru Energie Atomică se dezvoltă programe de segregare a acestor deşeuri radioactive după origine şi cale de obţinere şi dezvoltarea de factori de scalare (în unele studii se utilizează termenul de factor de corelaţie) între radionuclizii dificil de măsurat şi radionuclizii cheie, care sunt emiţători gama de energii înalte şi pot fi determinaţi cu uşurinţă prin spectrometrie gama. Totuşi separarea chimică este foarte importantă în dezvoltarea unei metode de factori de scalare într-un flux de deşeuri deoarece ea ajută la validarea rezultatelor obţinute analitic cu rezultatele obţinute experimental. După cum am precizat în capitolele precedente metoda factorului de scalare devine extrem de eficientă în cazul în care avem de a face cu caracterizarea radiologică a unor cantităţi considerabile de deşeuri radioactive ce provin din acelaşi flux de deşeuri. În capitolul următor vom defini şi prezenta fluxurile de deşeuri într-o centrală nucleară de tip CANDU 600. În cazul deşeurilor radioactive ce provin din acelaşi flux de deşeuri, caracterizarea radiologică prin metodele actuale (metode radiometrice sau spectrometrie de masă combinate cu metode de separare radiochimică extrem de laborioase şi costisitoare) devine ineficientă pentru un număr mare de colete de deşeuri. În prezentarea metodelor radiometrice am specificat faptul că există anumiţi radionuclizi ce pot fi determinaţi rapid, prin metode nedistructive, prin spectrometrie gama, şi radionuclizi dificil de determinat ce necesită metode de separare radiochimică laborioase. Radionuclizii dificil de măsurat sunt radionuclizii cu emisie beta pură sau alfa. Caracterizarea radiologică a unei serii de colete de deşeuri radioactive ce provin din acelaşi flux este mult mai eficientă dacă s-ar găsi o corelaţie între radionuclizii dificil de măsurat şi radionuclizii uşor de măsurat. Acest factor de corelaţie poartă numele de factor de scalare şi este dependent de tipul de deşeu, fluxul de deşeu şi data la care se face caracterizarea. Metoda factorului de scalare presupune determinarea unui radionuclid cheie prin spectrometrie gama şi aplicarea factorului de scalare pentru a determina radionuclizii dificil de măsurat. Pentru fiecare radionuclid dificil de măsurat se alege un radionuclid cheie cu proprietăţi asemănătoare şi care, bineînţeles, să existe în coletul de deşeuri. În tabelul 4.2.4-1 sunt prezentate exemple de astfel de corelaţii, precum şi proprietăţile radionuclizilor (radiaţii emise şi energia acestora). Există două metode de determinare a factorului de scalare. Metoda analitică prin care sunt determinaţi factorii de scalare teoretici şi metoda experimentală prin care sunt determinaţi factorii de scalare empirici.



În tabelul 4.2.4-1 sunt prezentate cele două categorii de radionuclizi, uşor, respectiv dificil de măsurat, precum şi proprietăţile radiologice ale acestora. Teza de doctorat propusă are ca obiectiv să contribuie la determinarea acestor factori de scalare pentru radionuclizi specifici deşeurilor produse la CNE Cernavodă. Doctorandul propune ca în teză să dezvolte metode de calcul a factorilor de scalare pentru radionuclizii dificil de măsurat. Tabel 4.2.4-1 Radionuclizii uşor de măsurat şi radionuclizii dificil de măsurat1

Categorie Radionuclizi Radionuclid T1/2 (ani) Energia (keV)2

Radionuclizi uşor de măsurat

Nb-94 20000 Gama: 871.1; 702.6 Co-60 5.27 Gama: 1173.2; 1332.5 Cs-137 30.07 Gama: 661.65

Radionuclizi dificil de măsurat

H-3 12.33 Beta: 18.6 C-14 5700 Beta: 156.5 Ni-59 76000 X: 6.9 keV; EC 1073.4 keVNi-63 100.6 Beta: 65.9 keV Tc-99 214000 Beta: 293.7 I-129 16000000 Beta: 151.2 Cl-36 301000 Beta: 708.6 Sr-90 28.8 Beta: 546

4.2.4.1.Factorii de scalare teoretici

a) Produşii de coroziune activaţi În general, produşii de activare sunt corelaţi cantitativ cu 60Co deoarece sunt produşi în acelaşi mediu şi urmează aceeaşi cale până ajung în deşeul final. Factorul de scalare teoretic se estimează conform relaţiei (4.2.4-1) [18].

)14.2.4(MMSF

111

222 −=λσλσ

unde: λ = constanta de dezintegrare a radionuclidului [s-1] M = numărul de moli de element inactiv din zona activă [mol] σ = secţiunea de absorbţie a nuclidului părinte [barn] Parametrii cu indicele 2 se referă la radionuclidul dificil de măsurat.

Parametrii cu indicele 1 se referă la radionuclidul uşor de măsurat (la care se face scalarea)

1 Valoarile pentru energia particulelor şi a timpului de înjumătăţire sunt preluate din biblioteca Nucleorica [42] 2 În cazul energiei particulelor beta este vorba de energia maximă.



Tabelul 4.2.4-2 Radionuclizi cheie utilizaţi în caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive prin metoda factorului de scalare1.

Categorie

Radionuclid dificil de măsurat Radionuclid cheie

Denumire Timp de înjumătăţire [ani]

Activitate specifică [Bq/g]

Tip radiaţii emise [energie în keV] 2

DenumireTimp de înjumătăţire [ani]


Tip radiaţii emise [energie în keV]2

Produşi de coroziune activaţi

55Fe 2.74E+00 8.80E+13 C.E. [231.38] X [5.89]

60Co 5.27E+00 4.19E+13 γ [1332.49; 1173.23]

59Ni 7.60E+03 2.95E+09 C.E. [1073.40] X [6.93]

63Ni 100.60E+00 2.09E+12 β [66.95]

Produşi activaţi

3H 12.33E+00 3.56E+14 β [18.57]

60Co 5.27E+00 4.19E+13 γ [1332.49; 1173.23]

14C 5.70E+03 1.66E+11 β [156.47] 36Cl 301.00E+03 1.22E+09 β [708.59] 41Ca 103.00E+00 3.14E+09 C.E. [421.30]

X [3.31] X[3.59]

Produşi de fisiune

90Sr 28.79E+00 5.11E+12 β [545.99] 137Cs 30.04E+00 4.22E+12 γ [661.66] 99Tc 214.00E+03 6.25E+08 β [293.69]

129I 16.10E+06 6.37E+06 β [151.22]

Actinide

237Np 2.14E+06 2.61E+07

α [4.78E+03; 4.77E+03; 4.76E+03] γ [29.36; 86.50]

137Cs 30.04E+00 4.22E+12 γ [661.66]

238U 4.47E+09 1.24E+04 α [4.19E+03; 4.15E+03]

1 Datele sunt preluate din biblioteca NUCLEONICA [42] 2 În cazul radionuclizilor emiţători beta, este dată valoarea energiei maxime



Categorie

Radionuclid dificil de măsurat Radionuclid cheie

Denumire Timp de înjumătăţire [ani]


Tip radiaţii emise [energie în keV] 2

DenumireTimp de înjumătăţire [ani]


Tip radiaţii emise [energie în keV]2

238Pu 87.70E+00 6.34E+11 α [5.49E+03; 5.46E+03]

239Pu 24.11E+03 2.29E+09 α [5.16E+03; 5.14E+03; 5.11E+03]

240Pu 6.56E+03 8.40E+09 α [5.16E+03; 5.12E+03]

241Pu 14.33E+00 3.83E+12 β [20.80] α [4.89E+03; 4.85E+03]1

241Am 432.8E+00 1.27E+11

α [5.49E+03; 5.44E+03; 5.39E+03] γ [59.54; 26.34]

242Pu 373.50E+00 1.46E+08 α [4.90E+03; 4.86E+03]

243Cm 30.00E+00 1.81E+12

α [5.79E+03; 5.74E+03; 5.99E+03] γ [277.59; 228.18]

244Cm 18.00E+00 3.01E+12 α [5.80E+03; 5.76E+03]

1 Probabilitatea de emisie a particulelor gama în cazul plutoniului 241 este foarte mică, de ordinul E-05

Această relaţie se bazează de fapt doar pe producerea prin activarea nuclidului prin captură neutronică şi nu ţine cont de procesele de transport, coroziune, depunere, sau purificare.

Pentru a putea estima cu o precizie cât mai ridicată factorul de scalare teoretic pentru produşii de coroziune activaţi trebuie dezvoltate modele analitice ce iau în considerare atât procesele amintite anterior (depunere, transport, purificare), precum şi faptul că aceşti radionuclizi se pot produce atât prin activare în materialele din zona activă cât şi prin transportul nuclizilor stabili ce s-au desprins în afara zonei active în urma coroziunii şi activarea acestora ulterior.

b) Produşii de fisiune şi actinidele

În cazul produşilor de fisiune şi a actinidelor aceştia devin importanţi în

caracterizarea radiologică a deşeurilor atunci când apar defecte de teacă sau pur şi simplu, deşi probabilitatea este la fel de mică precum apariţia defectului de teacă, prin scăpări prin difuzie din combustibil, teacă şi mai departe în agentul primar de răcire.

Din agentul de răcire radionuclizii ajung în răşinile sistemului de purificare, deşeuri lichide din sistemele de tratare a apei, sau se depun pe suprafaţa interioară a componentelor şi echipamentelor sistemelor de proces din centrală. Deasemenea ei pot ajunge în deşeurile active uscate (Dry Active Waste – DAW) ce se produc atunci când au loc operaţii de mentenanţă sau când sunt înlocuite componente ale echipamentelor. Astfel de deşeuri sunt componentele înlocuite sau alte materiale ce au legătură cu aceste componente, echipamentele de protecţie ale personalului (haine, mănuşi, căşti, bocanci, etc.) ce au intrat în contact cu materialele contaminate [18].

În general, produşii de fisiune dificil de măsurat sunt corelaţi cu 137Cs. În cazul 129I şi 99Tc au fost publicate lucrări în care sunt prezentate modele de estimare a activităţii acestor radionuclizi în agentul primar de răcire, dar acestea diferă nu numai în funcţie de tipul de reactor al centralei ci şi de centrală, chiar daca este de acelaşi tip (istoria de operare a fiecărei centrale este diferită).

În cazul în care trebuie determinaţi factorii de scalare teoretici pentru combustibilul uzat se utilizează coduri de calcul a inventarului de combustibil, precum ORIGEN, WIMS sau DRAGON.

În continuare sunt prezentaţi câţiva radionuclizi importanţi în caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive, precum şi problemele ce apar în determinarea lor prin metode radiometrice şi spectrometrie de masă, de unde rezultă importanţa unei metode de determinare a factorilor de scalare pentru aceşti radionuclizi.

Contribuţii la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioctive provenite din practici nucleare autorizate – Ruxandra Cristina TOMA

Universitatea Politehnica Bucureşti – Septembrie 2012

4.2.4.2. Factori de scalare empirici Evaluarea pe cale experimentală a factorilor de scalare este principala metodă de abordare a acestei teme în laboratoarele de cercetare din lume în care există acces la deşeurile radioactive produse într-o centrală nucleară. Această metodă presupune dezvoltarea unui plan de prelevare de probe, de analiză şi evaluare a activităţii radionuclizilor de interes şi de evaluare a aplicabilităţii factorului de scalare. În figura 4.2.4-1 sunt prezentate principalele etape în determinarea factorilor de scalare necesari determinării activităţii radionuclizilor dificil de măsurat.

Metoda de determinare a factorului de scalare

Pasul 1 • Studiul factorilor de bază • Dezvoltarea planului de prelevare probe

Pasul 2 • Prelevarea şi analiza probelor

Pasul 3 • Analiza şi evaluarea activităţii nuclidului • Evaluarea aplicabilităţii metodei de determinare a

factorului de scalare • Clasificarea factorilor de scalare în vederea

evaluării

Pasul 4• Determinarea factorului de scalare • Determinarea activităţii radionuclizilor dificil de

măsurat

Figura 4.2.4-1 Diagrama de determinare a factorilor de scalare empirici

Dezvoltarea unui plan de prelevare de probe se face în funcţie de tipul de

reactor, materialele componente ale reactorului, istoria de operare şi mentenanţă a reactorului, mecanismul de producere a radionuclizilor, metodele de tratare aplicate deşeurilor, performanţa combustibilului şi variaţiile în chimia agentului de răcire. În această etapă sunt studiate caracteristicile centralei şi fluxurile de deşeuri în urma cărora sunt clasificaţi factorii de scalare.

În etapa următoare sunt prelevate probe caracteristice pentru fluxul de deşeuri ales. Probele sunt analizate prin metode radiometrice combinate cu separare radiochimică pentru a mări eficacitatea detectorului utilizat. Mai departe, cu rezultatele obţinute în urma analizei probelor sunt realizate diagrame logaritmice cu ajutorul cărora sunt determinaţi factorii de scalare empirici. Un exemplu de astfel de diagramă este prezentat în figura 4.2.4-2.



Aplicabilitatea metodei factorului de scalare pentru cazul studiat este dată de existenţa unei corelaţii între radionuclizii dificil de măsurat şi radionuclizii cheie selectaţi [18].

Ultimul pas este de determinare a factorului de scalare prin medierea logaritmică (unele programe de cercetare folosesc media geometrică, sau chiar media aritmetică, deşi aceasta din urmă este afectată de valorile extreme obţinute) a raportului dintre activitatea radionuclidului dificil de măsurat şi activitatea radionuclidului cheie selectat. Cunoscând factorul de scalare se trece la evaluarea activităţii radionuclidului dificil de măsurat pentru fiecare pachet de deşeuri din fluxul studiat. Se determină, prin metode nedistructive, activitatea radionuclidului cheie în fiecare colet de deşeuri radioactive şi se aplică factorul de scalare pentru a determina activitatea radionuclidului dificil de măsurat.

Figura 4.2.4-2 Exemplu de diagramă logaritmică pentru determinarea

factorului de scalare empiric 63Ni/60Co [18] În acest caz se selectează colete de deşeuri reprezentative fluxului de deşeuri

radioactive pentru care se doreşte a se calcula factorul de scalare empiric, se prelevează probe şi se determină activitatea radionuclizilor pentru care se doreşte să se calculeze factorul de scalare. De exemplu pentru determinarea factorului de scalare 63Ni/60Co în răşinile ionice uzate de la o centrală nucleară, într-o primă etapă se prelevează mai multe probe reprezentative în care se determină concentraţia de activitate a Nichelului 63 (în acest caz este nevoie de dizolvarea probei de răşină, extragerea Nichelului 63 – se poate utiliza răşina Eichrom – şi determinarea activităţii – de exemplu la un analizor cu scintilatori lichizi) şi concentraţia de activitate a Cobaltului 60. Cu rezultatele obţinute se realizează o diagramă logaritmică (vezi figura 4.2.4-2) şi se calculează factorul de scalare empiric fie prin utilizarea unei medii logaritmice fie prin utilizarea unei medii geometrice.



4.3 Particularităţi ale radionuclizilor dificil de măsurat şi probleme ce apar în determinarea lor prin metode convenţionale Fier 55 Într-o centrală nucleară, 55Fe este produs prin reacţiile de activare a doi izotopi stabili ai fierului (relaţiile 4.3-1 şi 4.3-2).

54Fe(n, γ)55Fe (4.3-1) 56Fe(n,2n)55Fe (4.3-2)

Deoarece fierul este componenta principală în materialele constructive ale unei centrale nucleare, concentraţia de fier este relativ mare, iar fierul 55 contribuie în cea mai mare parte la activitatea totală a deşeurilor nucleare în primii ani de la oprirea reactorului (timpul de înjumătăţire al fierului 55 este de 2.74 ani). 55Fe se dezintegrează prin captura unui electron în 55Mn cu emisia de electroni Auger şi radiaţii X la energii joase (5.899 keV cu probabilitatea de emisie 0.1631). Determinarea 55Fe se poate face prin utilizarea unui detector gama sau raze X de energii foarte joase, dar eficacitatea acestora este în general foarte mică. Cel mai des utilizată metodă este cu detectorul cu scintilatori lichizi, dar, datorită energiei foarte mici a electronilor Auger, fierul 55 trebuie separat complet de ceilalţi radionuclizi înainte de măsurare. Pentru separarea fierului 55 din matrice se utilizează răşini de chelatizare şi anionice combinate cu extracţie prin solvenţi. Pentru a putea folosi metoda factorului de scalare în identificarea acestui radionuclid în coletele de deşeuri el este corelat cu cobaltul 60, deoarece provin din acelaşi material şi urmează aceeaşi cale [41]. Nichel 59 şi Nichel 63 Într-o centrală nucleară Nichelul 59 şi Nichelul 63 sunt produşi prin reacţiile de activare ale elementelor stabile din componenţa materialelor structurale (4.3-3, -4, -5 şi -6).

58Ni(n,γ)59Ni (4.3-3) 60Ni(n,2n)59Ni (4.3-4) 62Ni(n,γ)63Ni (4.3-5) 63Cu(n,p)63Ni (4.3-6)

Nichelul 63 poate fi determinat cu detectorul cu gaz GM, dar proba de măsurat trebuie preparată cât mai subţire posibil pentru a reduce autoabsorbţia. În general, ca metodă de determinare se utilizează detectorul cu scintilatori lichizi ce are o eficacitate de detecţie mai mare, dar şi în acest caz apar dificultăţi în

1 Datele sunt preluate din biblioteca NUCLEONICA [42]



identificarea radionuclizilor, datorită spectrului continuu al emiţătorilor beta puri şi astfel ei trebuie să fie separaţi complet din matrice şi de ceilalţi radionuclizi. Separarea chimică a nichelului 63 se face fie prin precipitarea acestuia ca hidroxid şi extracţia utilizând complexul dimetil glioxim fie prin extracţie cu răşini specifice nichelului în combinaţie cu răşini anionice. Prin separarea chimică nichelul 63 nu se separă de nichelul 59, dar cunoscându-se raportul izotopic (aproximativ 100), acest raport fiind destul de mare face ca detectorul cu scintilatori lichizi să identifice doar nichelul 63, determinarea nichelului 59 fiind imposibilă. Nichelul 59 poate fi determinat ca orice alt emiţător de raze X de energie joasă, dar trebuie separat de ceilalţi radionuclizi şi de matrice. Chiar şi după separare, datorită energiei foarte joase şi a eficacităţii de detecţie foarte scăzute, această metodă nu este avantajoasă. Ambii izotopi pot fi determinaţi prin spectrometrie de masă dar apar interferenţe datorate izobarilor prezenţi în probe. Aceştia sunt Cuprul 63 şi Cobaltul 59. Şi în acest caz este necesară separarea radiochimică a izotopilor [41]. Stronţiu 90 Stronţiul 90 este produs într-o centrală nucleară, în combustibil, prin fisiune şi este unul dintre radionuclizii importanţi în caracterizarea radiologică, în ceea ce priveşte radioprotecţia, monitorizarea mediului şi managementul deşeurilor radioactive datorită activităţii mari. Acest radionuclid este un emiţător beta pur şi astfel sunt folosite metode de determinare radiometrice precum detectorul cu gaz GM şi detectorul cu scintilatori lichizi. Totuşi, ambele metode necesită separarea chimică pentru a evita interferenţele celorlalţi radionuclizi şi problemele de autoabsorbţie datorită prezenţei în proba de măsurat a calciului sau a stronţiului stabil. Există mai multe metode de separare chimică a stronţiului, printre care precipitarea prin reacţia cu CaHPO4, dar cea mai frecventă este utilizarea răşinii speciale pentru stronţiu de la Eichrom, ce utilizează crown eter ca solvent de extracţie [41]. Techneţiu 99 Ca şi stronţiul 90, şi techneţiul 99 este produs în combustibil prin fisiune. Deasemenea el mai poate fi produs prin activarea cu neutroni a 98Mo. Este un emiţător beta pur (energia maximă este de 293.69 keV), şi are un timp de înjumătăţire de 214 000 ani. În general, în determinarea techneţiului 99 se utilizează metode radiometrice precum detectorul cu gaz GM sau detectorul cu scintilatori lichizi. Totuşi este necesară o separare radiochimică pentru identificarea techneţiului dintr-un colet de deşeuri datorită spectrului beta continuu şi a interferenţei celorlalţi radionuclizi emiţători beta. În general pentru separarea techneţiului din matrice se utilizează răşini cromatografice. Deasemenea, datorită concentraţiei relativ mici a techneţiului 99, în cazul probelor de mediu, este necesară de o cantitate foarte mare de probă pentru analiză. Techneţiul 99 poate fi determinat şi prin spectrometrie de masă, dar în cazul în care concentraţia este prea mică, este necesară o separare radiochimică datorită interferenţei 99Ru, 98Ru, 100Ru, 98Mo şi 100Mo [41].



Iod 129 Iodul 129 este un produs de fisiune prezent în deşeurile radioactive provenite dintr-o centrală nucleară în urma difuziei acestuia în fascicolul de combustibil şi transportul în agentul de răcire al reactorului, în urma apariţiei unor defecte de teacă, deşi probabilitatea este foarte mică. Acest radionuclid se dezintegrează prin emisie beta cu o energie maximă de 151.222 keV (probabilitatea de emisie 0.995), gama de energie foarte joasă de 39.579 (probabilitatea de emisie 0.074) şi raze X cu energia de 29.779 (probabilitatea de emisie 0.369)1. În general, iodul 129 este analizat cu detectorul cu scintilatori lichizi. Datorită energiei radiaţiilor gama foarte joase, în cazul determinării prin spectrometrie gama, eficacitatea de detecţie este foarte mică. Pentru a îmbunătăţi eficacitatea de detecţie atât în cazul spectrometriei gama cât şi în cazul detectorului cu scintilatori lichizi, este necesară o separare radiochimică a iodului 129 din matrice şi de ceilalţi radionuclizi ce pot conduce la interferenţe. O altă metodă de determinare a iodului 129 este prin activarea cu neutroni. În urma aceste reacţii (2.3.4-8) se obţine iodul 130. Acest radionuclid are un timp de înjumătăţire de 12.36 ore şi este un emiţător gama cu energia de 536.066 şi o probabilitate de emisie de 0.990, determinat prin spectrometrie gama. Totuşi înainte de iradierea cu neutroni a probei de măsurat, iodul 129 trebuie separat de matrice. În cazul determinării prin spectrometrie de masă trebuie eliminate interferenţele izobarice: 129Xe, 127I2H, 89Y40Ar, 115In14N, 113Cd16O, prin separarea iodului 129 din matrice [41].

1 Datele sunt preluate din biblioteca NUCLEONICA [42]



5. Caracterizarea radiologică a efluenţilor lichizi

5.1. Cadrul legal de eliberare a efluenţilor lichizi în mediu Efluenţii lichizi sunt eliberaţi în mediul înconjurător în conformitate cu Normele

privind limitarea eliberarilor de efluenti radioactivi în mediu, aprobate prin Ordinul CNCAN nr. 221/2005, al căror obiectiv este limitarea şi optimizarea eliberărilor de efluenţi radioactivi în mediu în vederea asigurării protejării sănătăţii populaţiei şi protecţiei mediului acum şi în viitor. Aceste norme prevăd constrângerile de doză şi limitele derivate de emisie, conţinutul minim al documentaţiei de eliberare în mediu a efluenţilor precum şi responsabilităţile titularului de autorizaţie pentru gospodărirea efluenţilor pe perioada operării instalaţiei nucleare.

Pentru stabilirea limitelor derivate de emisie anuală solicitantul/titularul de autorizaţie trebuie să evalueze dozele anuale corespunzătoare evacuărilor intenţionate pentru toţi radionuclizii emişi, pe fiecare cale de evacuare, determinând ponderea relativă a dozelor corespunzătoare fiecărui radionuclid de pe fiecare cale de evacuare. Pe baza ponderilor relative, pentru fiecare radionuclid, de pe fiecare cale de evacuare, se stabilesc limite derivate de emisie anuală, în aşa fel încat pe total să se satisfacă constrângerea de doză efectivă anuală.

Responsabilităţile titularului de autorizare privind eliberarea efluenţilor sunt legate de respectarea restricţiilor la deversarea efluenţilor, întocmirea documentaţiei legate de calculul dozelor şi a rapoartelor de analiză a efluenţilor. Deasemenea, trebuie să stabilească şi să implementeze programe de monitorizare a emisiilor radioactive şi a radioactivităţii mediului in vecinătatea instalaţiei, pe baza cărora să demonstreze că limitele derivate de emisie sunt respectate şi să verifice că presupunerile făcute privind modelul de evaluare a dozelor şi privind valorile parametrilor relevanţi utilizaţi in cadrul modelului rămân valabile [29].

Pentru a îndeplini cerinţele acestor norme trebuie cunoscute cât mai multe informaţii referitoare la proprietăţile şi conţinutul efluenţilor lichizi analizaţi. În ceea ce priveşte conţinutul lor, efluenţii lichizi, pe lângă emiţătorii gama cu energii înalte uşor de determinat prin spectrometrie gama, conţin şi radionuclizi emiţători beta sau alfa, iar determinarea lor necesită separări radiochimice şi pregătirea probelor pentru spectrometrie beta sau alfa. Dintre aceşti radionuclizi foarte importaţi sunt tritiul,carbonul 14, stronţiul 90 şi actinidele.

În acest caz metoda factorului de scalare este imposibil de aplicat deoarece efluenţii lichizi provin în marea majoritate de la decontaminarea componentelor solide contaminate sau de la tratarea deşeurilor radioactive, iar o corelaţie între radionuclizii dificil de măsurat şi cei uşor de măsurat este foarte greu de găsit.

În literatură există metode testate, cu experienţă în utilizarea lor în laborator, dar laboratoarele din România sunt încă la început în acest domeniu al identificării şi cuantificării radionuclizilor dificil de măsurat. În plus, orice procedură, înainte de a fi aplicată, ea trebuie testată şi implementată folosind echipamentele din laborator.

În continuare sunt prezentate testele realizate în Laboratorul de Radioprotecţie şi Protecţie Civilă, Institutul de Cercetări Nucleare, Mioveni, de implementare a două proceduri, una de determinare a stronţiului 90 în efluenţii lichizi, iar cealaltă de determinare secvenţială a actinidelor din aceeaşi probă de efluenţi lichizi.



5.2. Determinarea activităţii Stronţiului 90 în efluenţii lichizi

Stronţiul 90 este produs într-o centrală nucleară în combustibil, prin fisiune şi este unul dintre radionuclizii importanţi în caracterizarea radiologică, în ceea ce priveşte radioprotecţia, monitorizarea mediului şi managementul deşeurilor radioactive datorită radiotoxicităţii mari dată de emisia de radiaţii beta, mobilitatea şi reactivitatea chimică. În cazul efluenţilor lichizi proveniţi de la centralele sau instalaţiile nucleare ce urmează a fi eliberaţi în mediul înconjurător, determinarea stronţiului este deosebit de importantă deoarece are tendinţa de a contamina alimentele, în special laptele, şi este reţinut în cele mai stabile structuri ale corpului uman – sistemul osos.

Deoarece Stronţiul 90 este emiţător beta pur, acesta nu poate fi determinat prin metode directe din afara matricei de deşeuri radioactive şi sunt necesare metode de separare radiochimică sau corelarea concentraţiei acestuia cu cea a unui radionuclid uşor de măsurat (de exemplu Cesiu 137).

În cadrul Laboratorului de Radioprotecţie, Protecţia Mediului şi Protecţie Civilă - SCN au fost efectuate experimente de testare şi implementare a unei proceduri de determinare a Stronţiului 90 prin separare radiochimică şi determinarea activităţii lui cu un analizor cu scintilatori lichizi.

Acest radionuclid este un emiţător beta pur şi astfel sunt folosite metode de determinare radiometrice precum cele care folosesc detectorul cu circulaţie de gaz şi analizorul cu scintilatori lichizi. Ambele metode necesită separarea chimică pentru a evita interferenţele celorlalţi radionuclizi şi problemele de autoabsorbţie datorită prezenţei în proba de măsurat a calciului sau a stronţiului stabil. Există mai multe metode de separare chimică a stronţiului, cum ar fi precipitarea prin reacţia cu CaHPO4, dar cea mai frecventă este utilizarea răşinii speciale pentru stronţiu de la Eichrom ce utilizează crown eter ca solvent de extracţie. Randamentul de separare poate fi determinat prin utilizarea Sr-85 ca trasor sau gravimetric prin adăugarea în soluţia iniţială a unei cantităţi cunoscute de stronţiu stabil, care oricum este adăugat ca purtător în orice procedură de separare a stronţiului.

Activitatea totală a stronţiului este determinată imediat după colectare iar Sr-90 este determinat prin izolarea Y-90 după acumulare. În cazul în care trebuie determinată atât activitatea Sr-90 cât şi activitatea Sr-89 în aceeaşi soluţie, se utilizează ecuaţiile de dezintegrare ale izotopilor stronţiului şi acumularea Y-90. În perioada de acumulare a Ytriului, soluţia este supusă unei a doua măsurători iar rezultatele sunt utilizate la determinarea Sr-90 şi Sr-89 în soluţia originală. Determinarea activităţii poate fi realizată atât cu un detector proporţional cu gaz cât şi cu un analizor cu scintilatori lichizi (inclusiv metoda Cherenkov) [50].



Descrierea metodei de determinare a activităţii Stronţiului 90 în efluenţii lichizi Metoda de separare a stronţiului se bazează pe utilizarea răşinii

cromatografice dezvoltată de Eichrom, specifică stronţiului. Extractantul este 1.0M4,4'(5')-di-t-butylcyclohexano 18-crown-6 (crown ether) în 1-octanol (Figura 5.2-1). Eichrom furnizează acest tip de răşină atât în coloane precondiţionate cât şi doar răşina propriu-zisă.

Figura 5.2-1. Extractantul specific răşinii Sr resinTM [51]

Procesul de reţinere a stronţiului se bazează pe principiul recunoaşterii ionice, extractantul fiind activat de acidul nitric concentrat. Selectivitatea răşinii pentru stronţiu faţă de ionii elementelor din grupa I şi a II-a a tabelului periodic de elemente (elemente alcalino pământoase) este foarte bună. O calitate deosebit de importantă a acestei răşini este separarea Stronţiului de Calciu, element cu o contribuţie importantă în majoritatea probelor de mediu. Reţinerea Stronţiului pe răşină este strâns legată de concentraţia acidului azotic. În Figura 5.2-2 este prezentată dependenţa constantei de echilibru faţă de concentraţia acidului azotic. Se observă că la o concentraţie a acidului azotic sub 0.05 M constanta este mai mică decât 1, iar la o concentraţie de peste 8 M constanta de echilibru este de aproximativ 90. Ceilalţi cationi au o afinitate mult mai mică faţă de răşină în comparaţie cu stronţiul. Mai mult, reţinerea celorlalţi cationi scade semnificativ la concentraţii mari ale acidului azotic. Luând în considerare un mediu de acid azotic 8 M, constanta de echilibru pentru stronţiu este cu două ordine de mărime mai mare decât pentru potasiu, iar faţă de sodiu şi calciu cu trei ordine de mărime. Actinidele tetravalente arată o reţinere semnificativă pe răşina de stronţiu, Sr Resin™. Pentru a preveni reţinerea actinidelor pe răşină, în soluţie se adaugă acid oxalic.



Figura 5.2-2 Dependenţa constantei de echilibru faţă de concentraţia acidului azotic

[51] În cazul efluenţilor lichizi proveniţi de la reactoarele nucleare, cu conţinut scăzut în săruri, metoda de prelevare selectată şi stocare a probei este prelevarea directă de probe reprezentative, urmată de aducerea pH-ului la o valoare sub 2 prin adăugarea de acid azotic. Realizarea unei probe reprezentative constă în combinarea probelor recoltate într-un trimestru, obţinându-se o probă de aproximativ un litru. În soluţie se adaugă nitrat de stronţiu ca purtător şi trasor, iar proba este evaporată până la uscare [52]. Sărurile formate sunt redizolvate cu acid azotic 8M, iar soluţia obţinută este trecută prin coloana de răşină. Recipientul în care au fost dizolvate sărurile se spală cu acid azotic concentrat, astfel toată proba este transferată pe coloana de răşină, iar randamentul de separare este îmbunătăţit. Următorul pas este eluarea stronţiului cu soluţie de acid azotic 0.05 M. Volumul soluţiei eluate trebuie să fie de aproximativ 10 FCV (free column volum – volumul coloanei goale). Acest volum este suficient pentru a extrage 99% din cantitatea de stronţiu reţinută pe răşină. Randamentul chimic de separare este calculat gravimetric prin determinarea masei de stronţiu inactiv adăugat ca purtător (nitratul de stronţiu). Masa de stronţiu inactiv se determină prin evaporarea eluatului până la uscare şi determinarea masei reziduului (se foloseşte balanţa analitică după ce recipientul şi reziduul s-au răcit). În calculul randamentului de separare se aplică o corecţie ce ţine de pierderea de material solid din coloana de răşină.

Sărurile de stronţiu sunt redizolvate în acid azotic 1M, iar activitatea este determinată la analizorul cu scintilatori lichizi (în continuare acesta va fi referit ca LSC – Liquid Scintilation Counter). Scintilatorul folosit este UltimaGold ABTM, utilizat în special pentru soluţiile acide.

În cazul în care se doreşte determinarea fiecărui radioizotop al stronţiului, se determină activitatea totală a stronţiului, iar proba este supusă măsurării LSC încă o dată după o săptămână, iar creşterea în activitate este atribuită dezintegrării Stronţiului 90 în Ytriu 90. Rezolvând ecuaţiile de dezintegrare se determină activitatea Stronţiului 90 şi apoi cea a Stronţiului 89.



Implementarea în laborator metodei de determinare a activităţii stronţiului 90 în efluenţii lichizi

În prezent, în cadrul Laboratorului de Radioprotecţie, Protecţia Mediului şi Protecţie Civilă, Sucursala de Cercetări Nucleare, Regia Autonomă pentru Activităţi Nucleare, Mioveni, Argeş, caracterizarea radiologică a efluenţilor lichizi este deosebit de importantă deoarece acesta este responsabil cu caracterizarea radiologică a efluenţilor lichizi proveniţi de la Centrala Nuclearoelectrică de la Cernavodă. Trimestrial, sunt trimise probe reprezentative. Primul pas este o primă caracterizare în ceea ce priveşte contribuţia emiţătorilor gama. Următorul pas constă în determinarea radionuclizilor dificil de măsurat. Dintre aceştia, CNE Cernavodă solicită determinarea carbonului 14 şi stronţiului 90.

Pentru a implementa această procedură într-un laborator ea trebuie în primul rând testată. În acest sens au fost efectuate teste pentru a evalua performanţa acestei metode şi pentru a evalua capacitatea maximă de reţinere a stronţiului pe coloana de răşină. Toate testele au fost realizate pe coloane de 2 ml de Sr Resin™. Ca referinţă a fost utilizată o soluţie de Sr/Y-90 în echilibru. Soluţia a fost diluată, iar activitatea beta a fost evaluată la 280 Bq/l. Concentraţia de activitate a soluţiei a fost verificată utilizând metoda de determinare a eficacităţii LSC [53]. Figura 5.2-3 prezintă schema de principiu a separării stronţiului 90 din soluţii lichide utilizând răşina cromatografică Sr Resin™.

Figura 5.2-3 Diagrama metodei de testare a procedurii de separare a Sr-90 din

efluenţii lichizi folosind răşina cromatografică Sr Resin™



Procedura de separare a fost aplicată pe două probe de soluţie radioactivă,

iar randamentul procedurii a fost evaluat atât prin metoda de determinare gravimetrică, prin determinarea masei de purtător de stronţiu recuperat, cât şi prin determinarea procentului de Sr-90 şi Y-90 recuperat. Figura 5.2-4 arată o separare bună a celor doi radionuclizi. Aceste spectre pentru soluţiile de Sr-90 şi Y-90 au fost obţinute imediat după separare.

Figura 5.2-4 Spectrele soluţiilor de Sr-90, Y-90 după separare şi spectrul soluţiei iniţiale Sr/Y-90 [53]

În cazul în care probele sunt supuse analizei LSC după un timp mai mare (de exemplu a doua zi) trebuie luată în calcul şi acumularea de Y-90 în probele de Sr-90. În figura 5.2-5 sunt prezentate spectrele celor două soluţii de Sr-90 după separare, determinate la 3 ore după separare.



Figura 5.2-5 Spectrele soluţiilor de Sr-90 la aproximativ 3 ore după separare [54]

În acest caz, pentru a determina concentraţia Sr-90 în soluţie se utilizează fie

legea dezintegrării radioactive (ecuaţia 5.2-1), fie metoda deconvoluţiei.

Asmpl = ASr - ASr ⋅ e-λ⋅t (5.2-1) unde:

Asmpl reprezintă activitatea probei la momentul analizei [Bq] ASr reprezintă concentraţia iniţială a Sr-90 [Bq] λ reprezintă constanta de dezintegrare a Sr-90 [dez/s] t reprezintă timpul trecut de la momentul separării la momentul analizei LSC [s]

Metoda deconvoluţiei este o metodă analitică de eliminare a interferenţelor. Ecuaţiile (5.2-2) şi (5.2-3) definesc modelul matematic al metodei – Verrezen and Hurtgen (1996) [55, 56].

)22.5()low,net(REF)high,Q(K)low,net(SMP)low,net(NOIn

1kk

'k −⋅−= ∑

=

)32.5()high,net(REF)high,net(SMP)high,Q(K

k

'k −=

unde:

SMP(net,i) – contribuţia netă a probei (diferenţa dintre SMP(gross,i) şi fondul BGD(i)) într-o zonă de interes ROI(i)). [impulsuri]



NOI(net,i) şi REFk(net,i) – contribuţia netă a radionuclidului de interes (i) şi a interferenţei (k) (din spectrul de referinţă din aceeaşi zonă de interes (i)). [impulsuri]

low şi high reprezintă zona de interes ROI în domeniul de energie joasă, respectiv înaltă

NOI(net,high) = 0 astfel, SMP(net,high) = IMP(net,high).

Figura 5.2-6 Spectrul probelor de stronţiu după aplicarea metodei de deconvoluţie [50]

În tabelul 5.2-1 sunt prezentate valorile activităţii probei şi a concentraţiei de

stronţiu 90 determinată prin cele două metode pentru una din probe. Se observă că eroarea este mică, sub 3% în cazul aplicării legii de dezintegrare şi aproximativ 5% în cazul aplicării metodei de deconvoluţie.

Tabelul 5.2-1 Rezultatele aplicării celor două metode de corecţie a acumulării Ytriului 90 în proba de stronţiu după separare

Concentraţia Sr-90 în soluţia iniţială [Bq] 140 Concentraţia Sr-90 aplicând legea dezintegrării [Bq] 136 Concentraţia Sr-90 aplicând metoda de deconvoluţie [Bq] 133

Tabelul 5.2-2 prezintă randamentul de recuperare pentru cele două seturi de teste ale procedurii de separare, pentru stronţiul inactiv, folosit ca purtător, stronţiul 90 şi Ytriul 90.



Tabelul 5.2-2 Rezultatele randamentului de separare al procedurii de separare a stronţiului 90

# Test Randamentul de recuperare [%] Stronţiu Stronţiu 90 Ytriu 90

1 80 82 109 2 91 94 94

Pentru determinarea concentraţiei de activitate a fost utilizată metoda de

determinare a eficacităţii atât pentru probele de stronţiu 90 cât şi pentru probele de ytriu 90. În urma testelor s-a observat că masa purtătorului de stronţiu inactiv influenţează randamentul de recuperare determinat gravimetric. Testele au fost efectuate variind cantitatea de purtător de stronţiu folosită. Figura 5.2-7 prezintă rezultatele obţinute în urma acestor teste. Se poate observa că pentru cantităţi mai mari de 0.04 g Sr(NO3)2 (0.017g Sr-88), randamentul de recuperare scade sub 50%. Mai mult, pentru cantităţi mai mici de 0.015 g Sr(NO3)2 randamentul de recuperare se apropie de 100%. Astfel, această valoare va fi cea care va guverna stabilirea cantităţii de purtător de stronţiu folosită în procedură pentru a determina randamentul de recuperare prin metoda gravimetrică [53].

Figura 5.2-7 Randamentul de recuperare a stronţiului în funcţie de

masa de purtător de stronţiu [53]



Importanţa rezultatelor Rezultatele obţinute demonstrează valabilitatea procedurii de determinare a

Stronţiului 90, iar testele au condus la implementarea acestei metode în caracterizarea efluenţilor lichizi în cadrul Laboratorului de Radioprotecţie, Protecţia Mediului şi Protecţie Civilă, Sucursala de Cercetări Nucleare, Regia Autonomă pentru Activităţi Nucleare, Mioveni, Argeş. Mai mult, această metodă este folosită şi la analizele de intercomparare organizate de Institute for Reference Materials and Measurements, Joint Research Center, European Commission. Procedura se poate implementa şi aplica cu succes la caracterizarea deşeurilor radioactive lichide provenite de la centrala nucleară de la Cernavodă.



5.3. Determinarea actinidelor în efluenţii lichizi

Actinidele reprezintă o parte foarte importantă din categoria radionuclizilor ce trebuie determinaţi nu numai în deşeurile şi efluenţii lichizi ci şi în celelalte categorii de deşeuri. În România, caracterizarea deşeurilor radioactive a presupus determinarea izotopilor americiului, şi plutoniului în ceea ce priveşte grupa actinidelor sau determinarea activităţii alfa-beta globale.

Pentru a realiza o caracterizare radiologică eficientă se încearcă determinarea secvenţială a cât mai multor radionuclizi din aceeaşi probă şi utilizând o cantitate cât mai mică de radionuclizi. Metoda descrisă în această lucrare prezintă determinarea secvenţială a actinidelor (izotopii americiului, plutoniului şi uraniului) într-o singură probă. Procedura presupune folosirea răşinilor cromatografice Eichrom, TRU şi UTEVA®.

Răşina UTEVA este utilizată în prima etapă a procedurii pentru a separa uraniul de americiu şi plutoniu. Este o răşină cromatografică al cărei extractant este diamil amilfosfanatul (Figura 5.3-1 a) ce formează complecşi nitraţi cu actinidele. Formarea acestor complecşi depinde de concentraţia acidului azotic din probă; cu cât concentraţia este mai mare cu atât reţinerea este mai bună [57]. Figura 5.3-2 prezintă dependenţa constantei de echilibru de concentraţia acidului azotic.

a) b) Figura 5.3-1

a) Extractantul răşinii cromatografice UTEVA - diamil amilfosfanatul [57] b) Extractantul răşinii cromatografice TRU - diamil amilfosfanatul [58]

Răşina cromatografică TRU utilizată în această procedură conţine ca

extractant oxid octilfenill-N,N-di-isobutil carbamoilfosfin (Figura 5.3-1 b) (abreviat CMPO) dizolvat în tri-n-butil fosfat (TBP). Complexul extractant CMPO/TBP reţine actinidele la contactul cu soluţia contaminată, iar acestea sunt extrase ulterior cu anumite soluţii acide de diferite concentraţii [58]. Figura 5.3-3 prezintă proprietatea de reţinere de către răşina TRU a anumitor actinide din soluţii de acid azotic şi acid clorhidric. Proprietatea de reţinere a actinidelor este dată de constanta de echilibru (k’).



Figura 5.3-2 Dependenţa constantei de echilibru de concentraţia

acidului azotic şi de cea a acidului clorhidric [57]

Figura 5.3-3 Reţinerea actinidelor tetravalente pe răşina cromatografică TRU în

funcţie de concentraţia şi tipul acidului folosit [58]



Procedura de determinare secvenţială a actinidelor este prezentată în figura

5.3-4. Avându-se în vedere complexitatea ridicată a metodei de separare secvenţială a actinidelor s-a decis implementarea şi testarea acesteia într-un mod gradat, în sens invers faţă de sensul normal de aplicare al acesteia. Astfel, s-a început cu testarea etapei de coprecipitare, apoi s-a testat separarea americiului cu ajutorul răşinii TRU în conjuncţie cu prepararea prin coprecipitare a surselor alfa şi în cele din urmă s-a testat întreaga procedură simulându-se un efluent cu conţinut cunoscut de uraniu, toriu, americiu şi plutoniu.



FILTRAT

PROBA

CONCENTRAT

UTEVA

Uraniu

PROBA

PROBA

Coprecipitareuraniu

Spectrometrie alfa

3M HNO3

3M HCl

5M HCl – 0.05M C2H2O4

ThoriuNeptuniu

CoprecipitareTh + Np

Spectrometrie alfa

TRU

Plutoniu

Pu + Am

Coprecipitareplutoniu

Spectrometrie alfa

1M HCl 1M NH4C2HO4

Deseu Americiu Deseu

Coprecipitareamericiu

Spectrometrie alfa

HNO3 2M spalare HNO3 2M spalare HNO3 2M ‐ NaNO2 2M oxidare Pu HNO3 0,5M spalare HCl 9MHCl 4M HCl 4M – HF 0.1M

+ HNO3 conc. ? pH=2 (0,6 ml /1000 ml proba)+ trasori U‐232, Am‐243, Pu‐242

Reducere volum prin precipitare sau evaporare

+ 10 ml HNO3 3M – Al(NO3)3 1M+ 2ml sulfamat feros 0.6 M+ indicator Fe(III) tiocianura de amoniu+ acid ascorbic

Figura 5.3-4 Procedura de separare secvenţială şi determinare a actinidelor din efuenţii lichizi



Descrierea metodei de implementare a procedurii de determinare a activităţii actinidelor în efluenţii lichizi

Testarea metodei de coprecipitare Pentru testarea metodei de coprecipitare s-au preparat soluţii de Am-241 şi

Unat, ale căror concentraţii masice de activitate au fost determinate prin spectrometrie gama şi verificate prin contorizări alfa globale cu scintilatori lichizi.

Din soluţiile descrise mai sus s-au luat în lucru cantităţi cunoscute, care au fost aduse în mediile în care fiecare dintre speciile de actinide rezultă în cadrul etapelor procedurii de separare. Soluţiile astfel rezultate au fost supuse procedurii de micro-coprecipitare cu fluorură de ceriu. Filtrele obţinute au fost contorizate prin spectrometrie alfa şi LSC. Pe baza rezultatelor celor două tipuri de contorizare în condiţiile în care activitatea iniţială a soluţiilor era cunoscută, s-au putut determina atât eficacitatea de detecţie a sistemului de spectrometrie alfa pentru geometria de măsurare utilizată cât şi rata de recuperare a activităţii probei ca urmare a aplicării procedurii de micro-coprecipitare. Acest pas este prezentat în figura 5.3-5.

Figura 5.3-5 Testarea etapei de microcoprecipitare a actinidelor

Testarea etapei de separare a americiului şi plutoniului cu răşina TRU Soluţia de Am-241 preparată pentru prima etapă de testare a fost utilizată de

asemenea şi pentru testarea etapei de separare a americiului şi plutoniului cu răşina TRU. O cantitate cunoscută din această soluţie a fost luată în lucru. După evaporare la sec, s-a redizolvat reziduul cu HNO3 3M şi în continuare au fost parcurşi fiecare dintre paşii procedurii. S-a determinat randamentul de separare pentru americiu în etapa de separare a americiului şi plutoniului cu răşina TRU. Acest pas este prezentat în figura 5.3-6.



Figura 5.3-6 Testarea etapei de separare a americiului pe coloana de răşină TRU

Testarea procedurii de separare şi măsurare a concentraţiei actinidelor din probe apoase

S-au preparat soluţii de trasori radioactivi conţinând U-233, Am-243 şi Pu-242. Concentraţiile masice ale acestor soluţii au fost determinate gravimetric, pe baza informaţiilor conţinute în certificatele de calibrare ale soluţiilor iniţiale. Valorile concentraţiilor de activitate ale soluţiilor de trasori au fost verificate prin contorizare alfa cu scintilatori lichizi.

Folosind cantităţi bine determinate din soluţiile de uraniu natural, şi Am-241 s-a simulat compoziţia unui efluent lichid contaminat cu actinide. Aplicând procedura de separare şi măsurare prezentată în figura 5.3-4 şi compararea rezultatelor cu cele obţinute la analiza LSC a filtrelor de la microcoprecipitare s-au determinat concentraţiile U-238, U-235, U-234 şi Am-241 precum şi randamentele de separare pentru uraniu, americiu şi plutoniu.

Pe baza rezultatelor testelor de contorizare prin spectrometrie alfa s-au stabilit intervalele optime de contorizare şi s-au determinat concentraţiile minime detectabile pentru radionuclizii alfa emiţători investigaţi.



Rezultate obţinute pentru implementarea în laborator a metodei de determinare a activităţii actinidelor în efluenţii lichizi

Prepararea soluţiilor de Am-241 şi uraniu natural Dintr-o soluţie de Am-241 în mediu de HNO3 2M având concentraţia de

activitate de aproximativ 500 kBq/l s-a prelevat o cantitate de 1.0076 g care a fost adăugată într-un balon cotat cu volumul de 100 ml. Soluţia a fost adusă la semn cu HNO3 2M. În urma măsurării activităţii soluţiei astfel preparate, prin spectrometrie gama şi contorizare cu scintilatori lichizi au fost obţinute rezultatele prezentate în tabelul 5.3-1.

Tabelul 5.3-1 Concentraţia soluţiei iniţiale determinată prin spectrometrie gama şi LSC

Metodă analiză

Concentraţie (Bq/g) Discrepanţă

AlfaLSC 562 ± 2 3,5% gama 543 ± 18

În figura 5.3-7 este prezentat spectrul LSC al soluţiei de Am-241.

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000

Canal

Impu

lsur

i

Figura 5.3-7 Spectrul LSC al soluţiei de Am-241

În continuare, prin diluţii succesive s-a preparat o soluţie cu concentraţia de

activitate de 5,4 ± 0,5 Bq/g de Am-241, codificată în continuare ca soluţia am_1. Valoarea concentraţiei soluţiei astfel preparate a fost verificată prin contorizare alfa cu scintilatori lichizi.

Pentru prepararea soluţiei de uraniu natural s-a utilizat U3O8 anhidru care s-a dizolvat în HNO3 concentrat şi s-a porţionat astfel încât să se realizeze o concentraţie a uraniului în soluţie de aproximativ 10 g/l. După caracterizarea prin spectrometrie gama a soluţiei, concentraţiile izotopilor uraniului au fost aşa cum se poate observa în tabelul 5.3-2.



Tabelul 5.3-2 Concentraţiile izotopilor uraniului identificabili direct sau indirect prin spectrometrie gama

Izotop uraniu

Radionuclid emiţător gama

Concentraţie Bq/l

U-238 Pa-234m 108056 ±

2796

Th-234 103933 ± 1491

U-235 U-235 5012 ± 60

Valoarea concentraţiei activităţii alfa globale în soluţia de azotat de uranil preparată pentru testele de separări, a fost confirmată prin contorizare alfa-LSC. Întrucât în soluţia preparată, pe lângă izotopii alfa emiţători ai uraniului: U-234, U-235 şi U-238 se găsesc şi descendenţii de viaţă scurtă, beta-emiţători, ai U-238: Pa-234m şi Th-234, la contorizarea alfa-LSC s-a aplicat o metodă de deconvoluţie definită ad-hoc. În figurile 5.3-8 şi 5.3-9 este prezentat spectrul LSC al soluţiei de azotat de uranil înainte şi respectiv după deconvoluţie.

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000

Canal

Impu

lsur

i

Figura 5.3-8 Spectrul LSC al soluţiei conţinând uraniu natural



0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

100 200 300 400 500 600 700

Canal

Impu

lsur

i

Figura 5.3-9 Spectrul LSC al soluţiei conţinând uraniu natural

Prepararea soluţiilor de trasori Trasorii utilizaţi pentru testarea metodei de separare au fost U-233, Am-243 şi

Pu-242. Aceştia au fost preparaţi din soluţii iniţiale cu concentraţie certificată după cum urmează:

• U-233 în HNO3 1M cu o concentraţie a activităţii de 371 ± 6 Bq/g, trasabilă la NIST prin certificatul 69665-551 emis de Analytics în 18.01.2005

• Am-243 în HNO3 1M cu o concentraţie a activităţii de 36,3 ± 0,2 Bq/g, trasabilă la NIST prin certificatul SRM 4332D emis de NIST în sept. 1995

• Pu-242 în HNO3 3M cu o concentraţie a activităţii de 25,6 ± 0,5 Bq/g, trasabilă la NIST prin certificatul 70563-551 emis de Analytics în 07.04.2005

Concentraţiile soluţiilor de trasori realizate ca diluţii ale soluţiilor de mai sus au

fost verificate prin contorizare alfa-LSC, iar rezultatele sunt prezentate în tabelul 5.3-3. (Cg – concentraţia determinată gravimetric, CLSC – concentraţia determinată prin contorizare alfa-LSC) Tabelul 5.3-3 Concentraţiile soluţiilor de trasori radioactivi

Trasor Cg(Bq/g) CLSC(Bq) DiscrepanţăU-233 3,77 3,85 -2% Pu-242 0,54 0,57 -5% Am-243 0,76 0,72 5%



În figura 5.3-10 sunt prezentate spectrele alfa ale soluţiilor de trasori, obţinute prin tehnica alfa-LSC.

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

200 300 400 500 600 700 800

Canal

Impu

lsur

i

U-233 Pu-242 Am-243

Figura 5.3-10 Spectrele alfa-LSC ale U-233, Pu-242 şi Am-243

Testarea procedurii de micro-coprecipitare Din soluţia de Am-241 cu concentraţia de 5,4 Bq/g s-au luat în lucru două

eşantioane de aproximativ 0,5 ml care au fost dozate gravimetric. Cele două eşantioane au fost lucrate în paralel aplicându-se metoda descrisă în figura 5.3-5. După precipitare, cele două soluţii au fost filtrate conform procedurii şi activităţile filtrelor au fost măsurate atât prin spectrometrie alfa cât şi prin contorizare alfa-LSC. În tabelul 5.3-4 sunt prezentate rezultatele celor două teste.

Tabelul 5.3-4 Rezultatele testelor de micro-coprecipitare [59]

Test m sol Am-1 (g)

Ag (Bq)

Rα (cps) ε⋅η ALSC

(Bq) η ε

f1 am_1 0,5446 2,94 0,66 0,22 2,86 0,97 0,23 f2 am_1 0,6890 3,72 0,78 0,21 3,68 0,99 0,21

m sol Am-1 – masa eşantionului de soluţie de Am-241 Ag – activitatea determinată gravimetric Rα – rata de numărare în spectrul alfa ALSC – activitatea determinată prin alfa-LSC ε– eficacitatea de detecţie alfa η– factorul de recuperare a activităţii în urma aplicării coprecipitării

În figura 5.3-11 sunt prezentate spectrele alfa-LSC ale filtrelor obţinute în testul de micro-coprecipitare.



0

20

40

60

80

100

120

140

160

200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200

Canal

Impu

lsur

i

f2 am1 f1 am1

Figura 5.3-11 Spectrele alfa-LSC ale filtrelor obţinute în testele de

micro-coprecipitare

În figura 5.3-12 este prezentat spectrul alfa al filtrului preparat în cadrul testului f2 am_1

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000

Energie (keV)

Impu

lsur

i

Figura 5.3-12 Spectrul alfa al filtrului obţinut în testul de

micro-coprecipitare f2 am_1

Testarea etapei de separare a americiului şi plutoniului cu TRU Din soluţia de Am-241 cu concentraţia de 5,4 Bq/g s-au luat în lucru două

eşantioane de aproximativ 0,5 ml care au fost dozate gravimetric. Cele două eşantioane au fost lucrate în paralel aplicându-se metoda din figura 5.3-6. După precipitare, cele două soluţii au fost filtrate conform procedurii şi activităţile filtrelor au



fost măsurate atât prin spectrometrie alfa cât şi prin contorizare alfa-LSC. În tabelul 5.3-5 sunt prezentate rezultatele celor două teste.

Tabelul 5.3-5 Rezultatele testelor de separare a americiului

şi plutoniului cu TRU [59]

Test m sol

Am_1 (g)

Ag (Bq)

Rα (cps) ε⋅η ALSC

(Bq) η ε

f3 am_1 TRU 0,5425 2,93 0,62 0,21 2,86 0,98 0,22 f4 am_1 TRU 0,5554 3,00 0,58 0,19 2,95 0,98 0,20

m sol Am_1 – masa eşantionului de soluţie de Am-241 Ag – activitatea determinată gravimetric Rα – rata de numărare în spectrul alfa ALSC – activitatea determinată prin alfa-LSC ε�– eficacitatea de detecţie alfa η– randamentul de separare

Testarea procedurii de separare secvenţială şi măsurare a concentraţiei actinidelor

Pentru testarea procedurii de separare secvenţială a actinidelor s-a preparat un amestec format din 0,1 ml soluţie azotat de uranil (vezi tabelul 5.3-2) şi 1 ml soluţie am_1. În continuare s-a aplicat metoda descrisă în figura 5.3-4. folosindu-se ca trasori câte 1 ml din soluţiile de Am-243, U-233 şi Pu-242 (vezi tabelul 5.3-3). În tabelul 5.3-6 sunt prezentate rezultatele obţinute în urma testului. Tabelul 5.3-6 Activităţile estimate (Ag), măsurate (Amas) şi randamentele de separare pentru radionuclizii utilizaţi în testul procedurii de separare

Radionuclid Ag (Bq) Amas (Bq) η U-233 3,96 3,69 0,86 U-235 0,06 0,05 0,94 U-238 1,05 0,95 0,91 Am-241 5,34 4,10 0,77 Am-243 0,76 0,64 0,84 Pu-242 0,59 0,36 0,61



În figura 5.3-13 şi 5.3-14 sunt prezentat spectrele alfa ale fracţiunilor ce conţin Am-241 şi Am-243, respectiv Pu-242, după separare

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000

Energie (keV)

Impu

lsur

i

Figura 5.3-13 Spectrele alfa ale fracţiunilor cu americiu

0

2

4

6

8

10

12

14

16

2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000

Energie (keV)

Impu

lsur

i

Figura 5.3-14 Spectrele alfa ale fracţiunilor cu plutoniu

Importanţa rezultatelor Rezultatele obţinute demonstrează aplicabilitatea procedurii de determinare

secvenţială a activităţii actinidelor, iar testele au condus la implementarea acestei metode în caracterizarea efluenţilor lichizi în cadrul Laboratorului de Radioprotecţie, Protecţia Mediului şi Protecţie Civilă, Sucursala de Cercetări Nucleare, Regia Autonomă pentru Activităţi Nucleare, Mioveni, Argeş. Această metodă, împreună cu metoda de determinare a activităţii stronţiului 90, sunt utilizate în prezent la caracterizarea radiologică a efluenţilor lichizi de la CNE Cernavodă şi pot fi oricând utilizate la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive lichide din cadrul oricărui flux de deşeuri.



6. Caracterizarea radiologică a răşinilor ionice uzate provenite din centralele nucleare

6.1. Consideraţii generale privind răşinile ionice utilizate în centralele nucleare

Răşinile ionice sunt folosite în sistemele de purificare ale centralei. Rolul lor este acela de a reţine produşii de coroziune, produsele de fisiune, actinidele şi alte particule prin schimb ionic. Deoarece aceste particule sunt atât cationi cât şi anioni, tipul de răşină ales este un amestec între răşini cationice şi răşini anionice aflat la echilibru în ceea ce priveşte capacitatea lor de reţinere. Tipul de răşini ionice utilizate atât la centrala nucleară de la Cernavodă, cât şi la reactorul de cercetare de la Mioveni este de tipul Amberlite 150.

Răşina Amberlite 150 este un amestec de particule uniforme sub formă de gel de răşini schimbătoare de ioni puternic acide cationice şi anionice pe bază de polistiren. În tabelele 6.1-1 şi 6.1-2 sunt prezentate proprietăţile acesteia iar în figura 6.1-1 sunt prezentate particulele de răşină.

Figura 6.1-1 Răşina schimbătoare de ioni Amberlite 150 [60]

Tabelul 6.1-1 Proprietăţile Răşinii Amberlite 150 [51] Forma fizică Particule sferice Matrice Stiren Divinilbenyen Cationit Anionit Grupa Funcţională Acid sulfonic Trimetilamoniu Forma Ionică H+ OH-

Capacitatea totală de schimb ionic

≥1.90 eq/l (în forma H+) ≥1.20 eq/l (în forma OH-)

Capacitatea de reţinere a umidităţii

49 ÷ 55% (în forma H+) 54 ÷ 60% (în forma OH-)

Dimensiunea particulelor 0.600 ÷ 0.700 mm 0.580 ÷ 0.680 mm



Tabelul 6.1-2 Condiţii de operare a răşinii Amberlite 150 [61] Temperatura maximă de operare 60°C Adâncimea minimă a patului de răşină 800 mm Debitul fluidului de lucru 8 ÷ 50 VP*/h Viteya maximă a fluidului de lucru 60 m/h * VP = volum pat răşină – 1 m3 fluid la 1 m3 răşină

În tabelul 6.1-3 este prezentat inventarul anual de răşini ionice, în m3, din centrala nucleară de la Cernavodă [33]. Răşinile ionice sunt schimbate după ce au atins o anumită valoare de încărcare (această valoare este dependentă de debitul care trece de răşinile ionice din sistemul de purificare respectiv – atunci când debitul scade sub o valoare de prag înseamnă că răşina este saturată şi este necesară schimbarea lor). Ele sunt transferate din coloanele schimbătoare de ioni prin sistemul de manipulare răşini uzate, în unul din cele 3 bazine din beton, fiecare având o capacitate de 200 m3 şi o grosime de 72 cm pentru a asigura protecţia contra radiaţiilor a personalului centralei [62].

Răşinile ionice sunt clasificate, în funcţie de sistemul de purificare din care provin, în două categorii:

• răşini ionice FUELCONTACT (Sistemul de Purificare a Sistemului Principal de Transport al Căldurii, Sistemul de Epurare D2O Agent de Răcire, Sistemul de Purificare al Bazinului de Combustibil Uzat, Sistemul D2O Alimentare Combustibil). Acestea reprezintă 65% din total de răşini ionice uzate.

• răşini ionice NONFUELCONTACT (Sistemul de Purificare a

Moderatorului, Sistemul de Epurare D2O Moderator, Sistem Purificare Sistem Control Zonal, Sistem Management Deşeuri Lichide). Acestea reprezintă doar 35 % din totalul de răşini ionice uzate, iar ponderea cea mai mare o au răşinile ionice provenite de la Sistemul Purificare Moderator.

.



Tabelul 6.1-3 Inventarul de răşini uzate (m3) provenite de la CNE Cernavodă [33]

Anul 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 Total Sistemul Moderator 3.000 2.800 1.200 1.400 1.800 2.000 1.400 1.400 1.800 16.800 Sistemul Principal de Transport al Căldurii

0.000 2.080 0.000 2.120 2.160 2.160 2.000 0.000 2.000 12.520

Sistemul Alimentare D2O MID

0.000 0.000 0.200 0.200 0.400 0.000 0.600 0.200 0.000 1.600

Sistem Epurare D2O 1.200 2.330 1.800 1.800 1.400 0.600 1.200 2.000 1.600 13.930 Sistem răcire protecţii de capăt

0.000 0.200 0.200 0.000 0.200 0.200 0.000 0.400 0.800 2.000

Sistem Purificare Bazin Combustibil Uzat

0.000 2.260 2.260 0.000 2.260 0.000 2.260 0.000 2.400 11.440

Sistem Purificare Sistem Control Zonal

0.000 0.400 0.200 0.200 0.200 0.400 0.000 0.200 0.200 1.800

Sistem Management Deşeuri Lichide

0.025 0.000 0.000 0.040 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.065

Total / an 4.225 10.070 5.860 5.760 8.420 5.360 7.460 4.200 8.800 60.155



În cazul răşinilor ionice uzate, acestea conţin radionuclizi produşi prin toate cele trei mecanisme (produşi de activare, produşi de fisiune, actinide), astfel caracterizarea radiologică prin metode nedistructive devine imposibilă. Datorită volumului foarte mare de răşini ionice stocate în bazinele de stocare din clădirea serviciilor, aplicarea metodelor de identificare a radionuclizilor prin metode radiometrice sau spectrometrie de masă combinate cu metode de separare radiochimică devine ineficientă.

În literatură sunt prezentate aceste metode de caracterizare radiologică a deşeurilor, dar cea mai mare problemă apare la distrugerea probelor de răşină. Răşinile sunt pe bază de polistireni ceea ce face ca dizolvarea lor să necesite reactivi foarte puternici care reacţionează violent iar procesul durează foarte mult (pentru o probă de câteva grame, masa umedă, durează aproximativ o jumătate de zi). O altă soluţie o constituie folosirea unor echipamente speciale pe bază de fuziune în mediu alcalin, dar acest echipamente nu sunt disponibile şi nici uşor de procurat în toate laboratoarele.

O variantă este aplicarea metodei factorului de scalare. Metoda factorului de scalare presupune determinarea unui radionuclid cheie prin spectrometrie gama şi aplicarea factorului de scalare pentru a determina radionuclizii dificil de măsurat. Pentru fiecare radionuclid dificil de măsura se alege un radionuclid cheie care să aibe proprietăţi asemănătoare şi care, bineînţeles, să existe în coletul de deşeuri. Există două metode de determinare a factorului de scalare. Metoda analitică prin care sunt determinaţi factorii de scalare teoretici şi metoda experimentală prin care sunt determinaţi factorii de scalare empirici. În răşinile ionice uzate o concentraţie relativ mare o au produşii de coroziune activaţi. Calculul factorilor de scalare porneşte de la calculul teoretic al activităţii radionuclizilor ţinând cont de următoarele aspecte:

• sistemele purificate din care provin;

• localizarea şi compoziţia materialelor structurale (în zona activă sau în afara zonei active);

• debitul atât prin sistemul purificat cât şi debitul preluat de sistemul de purificare;

• viteza de coroziune a materialelor (aceasta depinde nu numai de tipul materialului structural ci şi de parametrii fluidului de lucru – presiune, temperatură, compoziţie chimică);

• proprietăţile nucleare ale materialelor (în funcţie de radionuclizii analizaţi – secţiunile microscopice de absorbţie);

• constanta de dezintegrare a radionuclizilor analizaţi;

• fluxul de neutroni din zona activă;

• reacţiile de activare ale izotopilor din compoziţia materialelor structurale.



6.2. Determinarea activităţii produşilor de coroziune activaţi din răşinile ionice uzate prin metoda factorului de scalare După cum am precizat anterior, răşinile ionice uzate de tip Fuelcontact reprezintă 65% din cantitatea totală de răşini produse pe amplasamentul de la Cernavodă până în prezent, iar cea mai mare pondere o au răşinile ionice provenite de la Sistemul de Purificare al Sistemului Principal de Transport al Căldurii şi de la Sistemul de Purificare al Bazinului de stocare Combustibil Uzat. Pentru a determina concentraţia de produşi de coroziune activaţi dificil de măsurat din răşinile ionice uzate de tip fuel contact prin metoda factorului de scalare am selectat cobaltul 60 ca radionuclid cheie, datorită proprietăţilor fizico-chimice şi a mecanismului de producere asemănător şi a determinării rapide a acestuia prin spectrometrie gama. În continuare sunt prezentate ipotezele de calcul al factorului de scalare pentru produşi de coroziune activaţi dificil de măsurat din răşinile ionice uzate de tip fuel contact.

• S-au luat în calcul doar concentraţiile de radionuclizi proveniţi din agentul de răcire al reactorului (răşinile ionice de tip fuelcontact ce provin din sisteme de purificare a agentului primar – sistem principal de transport al căldurii, sistem epurare), deoarece în cazul sistemului purificare bazin combustibil uzat concentraţia de produşi de coroziune activaţi este foarte mică datorită parametrilor de lucru, presiune şi temperatură, reduşi în comparaţie cu agentul de răcire al reactorului, iar cantitatea de răşini ionice provenite de la sistemul de alimentare D2O maşină încărcare – descărcare combustibil este foarte mică (4%).

• Nu au fost luate în considerare procesele de depunere a radionuclizilor pe suprafeţele interioare ale echipamentelor, conductelor şi componentelor in-line.

• Nu a fost luată în considerare absorbţia selectivă a răşinii deoarece operatorul centralei nu a furnizat astfel de informaţii.

• S-a considerat că răşinile ionice sunt omogene. În realitate ele sunt stratificate, fiecare strat corespunzând unui sistem de purificare, în funcţie de istoria de funcţionare a sistemului manipulare răşini uzate.

Rolul sistemului de purificare agent primar este:

• diminuarea concentraţiei produselor de coroziune radioactive din Sistemul primar de transport al căldurii.

• Controlul concentraţiei produşilor de fisiune (iod) eliberaţi din elementele de combustibil defecte.

• Menţinerea la o valoare adecvată a pH-ului (pD) agentului primar.



Schema de principiu a sistemului este prezentată în figura 6.2-1. Sistemul de Purificare Agent Primar constă dintr-un interschimbător purificare, HX1, un răcitor de purificare, HX2, două filtre de purificare, FR1, FR2, două coloane schimbătoare de ioni, IX1, IX2, un filtru vertical, STR1, armături, conducte şi aparatură de control. Sistemul de Purificare Agent Primar preia o parte din debitul de agent primar din SPTC în vederea purificării. Purificarea constă dintr-o filtrare mecanică cu ajutorul filtrelor de purificare pentru îndepărtarea impurităţilor insolubile şi o filtrare ionică cu ajutorul coloanelor schimbătoare de ioni pentru reţinerea impurităţilor solubile. Pentru a nu afecta eficacitatea răşinilor schimbătoare de ioni din coloanele schimbătoare de ioni, apa grea provenită din SPTC trebuie răcită de la 266oC până la temperatura de 65oC, folosind un interschimbător şi un răcitor de purificare. Apa grea intră în Sistemul de Purificare Agent Primar prin ţevile interschimbătorului de purificare efectuând o primă răcire, la aproximativ 107 °C, după care se răceşte până la 65 oC trecând prin ţevile răcitorului de purificare prin mantaua căruia circulă apă de răcire din Sistemul Intermediar de Apă de Răcire. Apa grea purificată şi răcită va reintra în SPTC trecând prin mantaua interschimbătorului de purificare pentru ridicarea temperaturii fluidului realizându-se astfel un sistem de recuperare a căldurii şi un sistem de protecţie termică în sensul neperturbării regimului termic al SPTC. Pentru a împiedica intrarea fragmentelor de răşină ionică în SPTC, pe returul purificării este prevăzut un filtru vertical. Preluarea debitului de purificare din SPTC se face de la refularea pompelor principale ale SPTC prin intermediul Sistemului de Răcire la Oprire iar returnarea în Sistemul Primar se va face în aspiraţia pompelor principale de circulaţie. În scopul evitării degradării izotopice a apei grele din SPTC, răşinile schimbătoare de ioni proaspete vor fi în prealabil deuterate. Pentru a micşora pe cât posibil pierderile de apă grea, răşinile uzate, înainte de evacuarea ca deşeuri radioactive, vor fi dedeuterate. Sistemul de Purificare Agent Primar este prevăzut cu patru armături de izolare acţionate electric cu rolul de a izola Sistemul de Purificare Agent Primar faţă de buclele SPTC. În tabelul 6.2-1 sunt prezentate principalele componente ale sistemului, precum şi caracteristicile acestora.

Tabelul 6.2-1 Caracteristicile principalelor echipamente din Sistemul de Purificare Agent Primar

Echipament Caracteristici Echipament Nr. echip. Masa [kg]

Filtru mecanic vertical Capacitatea: 0,068 m3 1 962 Filtre Aria de filtrare: 44,965 m2 2 3810 Coloane schimbătoare de ioni Volumul: 1,432 m3 2 4010

Interschimbător de purificare

Suprafata de transfer de caldura: 585 m2 1 23840

Răcitor de purificare Suprafata de transfer de caldura: 184 m2 1 15976

Pentru a calcula concentraţia de activitate a radionuclizilor din răşinile ionice aferente acestui sistem trebuie cunoscută concentraţia acestora în agentul primar, adică Sistemul Principal de Transport al Căldurii.



Sistemul primar de transport al căldurii îndeplineşte următoarele funcţii: • asigură răcirea continuă a combustibilului din reactor în tot timpul când

reactorul este în funcţiune şi asigură o cale pentru ca agentul de răcire să îndepărteze căldura reziduală atunci când reactorul este oprit.

• asigură răcirea corespunzătoare a combustibilului în timpul regimurilor tranzitorii şi anormale precum cel de întrerupere a alimentării cu energie a pompelor primare.

• asigură răcirea combustibilului din reactor prin circulaţie naturală atunci când reactorul este la putere scăzută.

• limitează efectele unor accidente postulate la pierderea agentului de răcire (LOCA) în limita capabilităţii sistemelor de securitate asigură o cale pentru ca debitul de agent de răcire la avarie să ajungă la combustibilul din reactor.

• menţine inventarul de D2O cu posibilităţi minime de scurgeri sau de degradare a acestuia.

• menţine incinta sub presiune pentru agentul de răcire în cazul unui Cutremur Bază de Proiect (DBE).

• asigură confinarea combustibilului defect în timpul regimurilor normale de funcţionare.

• asigură două bucle de răcire separate izolabile una de cealaltă pe durata opririi sau a unor accidente.

• asigură protecţia la suprapresiune a sistemului şi a componentelor sale prin intermediul sistemului de reglare presiune şi volum.

Componentele majore ale sistemului primar de transport al căldurii, prezentate şi în tabelul 6.2-2, sunt: 380 de canale de combustibil din reactor, patru generatoare verticale de abur, patru colectori de intrare în reactor, patru colectori de ieşire din reactor şi conductele de legătură dintre componente. Sistemul primar de transport al căldurii este dispus în două circuite închise care sunt interconectate în câteva puncte. Schema de principiu a acestui sistem este prezentată în figura 6.2-2. Tabelul 6.2-2. Caracteristicile principalelor echipamente din SPTC

Echipament Caracteristici Echipament Nr. echip. Masa [t]

Generator de Abur Suprafaţa de transfer de căldură: 3182 m2 4 251*

Colectori intrare Volum: 2,68 m3 4 3.88** Colectori ieşire Volum: 3,4 m3 4 5.27** Pompe alimentare Debit nominal: 2228 L/s 4 19.69



* Masa generatorului de abur gol. Masa generatorului de abur plin şi rece este de 333 t. ** Valorile reprezintă masele colectorilor fără apă. În starea de funcţionare normală, masa colectorului de ieşire este de 6134 kg, respectiv 4553 kg. Fiecare buclă extrage jumătate din cele 380 canale ale zonei active a reactorului căldura produsă în urma reacţiei de fisiune a izotopului uraniu-235 prezent în combustibilul reactorului. Fiecare circuit are câte un colector de intrare şi unul de ieşire, situaţi la fiecare capăt al reactorului, deasupra acestuia. Apa grea este transmisă de la colectorii de intrare orizontali la fiecare canal de combustibil prin fiderii de intrare şi este returnată la colectorii de ieşire orizontali prin fiderii de ieşire. Colectorii de ieşire de la unul din capetele reactorului sunt legaţi de un presurizor comun, cu rolul de a regla presiunea din sistemul primar de transport al căldurii. Căldura este transportată de agentul de răcire la generatorii de abur unde este transferată apei uşoare (H2O) pentru a genera abur care, în continuare acţionează turbogeneratorul. Fiecare generator de abur este legat la o pompă cu o singură aspiraţie şi refulare dublă.



Figura 6.2-1 Schema de principiu a sistemului principal de transport al căldurii [63]



Figura 6.2-2 Schema de principiu a sistemului de purificare agent primar [63]



Primul pas în determinarea factorilor de scalare pentru izotopii nichelului în răşinile uzate de la CNE Cernavodă a fost determinarea concentraţiei de activitate a acestor radionuclizi şi a radionuclidului cheie selectat (cobaltul 60) în sistemul principal de transport al căldurii. Modelul matematic utilizat ia în considerare două cazuri: materialele structurale se află în zona activă şi materialele structurale se află în afara zonei active [64].

a) Materialele structurale se află în afara zonei active a reactorului

Concentraţia izotopilor inactivi din care se formează radionuclizii de analizat şi

concentraţia radionuclizilor formaţi sunt date de ecuaţiile 6.2-1, respectiv 6.2-2. Figura 6.2-3 prezintă diagrama de formare a produselor de coroziune activate [64].

)12.6()t(X)(QX x −⋅+⋅Φ−= ασ&& )22.6()t(Y)()t(XY y −⋅+−⋅⋅Φ= αλσ& unde:

xQ& reprezintă concentraţia izotopilor inactivi ce intră în compoziţia agentului primar de răcire a reactorului [atomi/s]; xx fScQ ⋅⋅=& c reprezintă viteza de coroziune [g/cm2s] S reprezintă suprafaţa supusă coroziunii [cm2] fx reprezintă concentraţia de izotopi instabili ce sunt supuşi fenomenului de coroziune [atomi/g de material] Φ reprezintă fluxul de neutroni [n/(cm2s)] σ reprezintă secţiunea microscopică de absorbţie [cm2] α reprezintă constanta de eficacitate a sistemului de purificare

Figura 6.2-3 Formarea produselor de coroziune activate (X(t) = concentraţie nuclizi inactivi, Y(t) = concentraţie nuclizi activaţi)

Soluţia generală a sistemului de ecuaţii pentru variaţia concentraţiei atomilor de nuclizi inactivi (X) este dată de relaţia (6.2-3). Presupunând valorile iniţiale nule şi coeficienţii constanţi în timp, soluţia devine cea din relaţia (6.2-4).

)32.6(etdfSc)t(Xt

0

td)(

x

t

t −∫

⋅′⋅⋅= ∫ ′

′′⋅+⋅Φ ασ

( ) )42.6(e1fSc)t(X t)(x −−⋅+⋅Φ⋅⋅

= ⋅+⋅Φ− ασ

ασ



Variaţia concentraţiei atomilor de nuclizi activi (Y) este dată de relaţia (6.2-5).

Presupunând valorile iniţiale nule şi coeficienţii constanţi în timp, soluţia devine cea din relaţia (6.2-6).

)52.6(etd)t(X)t(Yt

0

td)(t

t −∫

⋅′′⋅⋅Φ= ∫ ′

′′⋅+αλ

σ

( ) )62.6(ebeddb

11baY tdtb −⎥⎦

⎤⎢⎣⎡ ⋅−⋅⋅

−+⋅= ⋅−⋅−

unde

ασσ

+⋅Φ⋅Φ⋅

= xQa

ασ +⋅Φ=d αλ += yb

b) Materialele structurale se află în zona activă

În acest caz este posibil ca izotopii inactivi să se fi activat înainte să fie desprinşi din structura materialului structural în urma coroziunii, astfel trebuie adăugat un nou termen ce consideră transportul izotopilor activaţi. Sistemul de ecuaţiile 4.2.2-7, 4.2.2-8 şi 4.2.2-9 a fost utilizat pentru a determina concentraţia acestor izotopi în agentul de răcire al reactorului [64]. )72.6()t(X)(QX x −⋅+⋅Φ−= ασ&& )82.6()t(Y)(Q)t(XY yy −⋅+−+⋅⋅Φ= αλσ &&

( ) )92.6(tfff yxy −⋅−⋅⋅Φ=⋅

λσ A treia ecuaţie a sistemului (6.2-9) descrie variaţia concentraţiei de atomi Y în

timp şi depinde de concentraţia de izotopi instabili ce sunt supuşi fenomenului de coroziune care sunt activaţi în zona activă, iar după activare sunt supuşi fenomenului de dezintegrare radioactivă. Concentraţia izotopilor activi ce intră în compoziţia agentului primar de răcire a reactorului, )t(Y)(Q)t(XY yy ⋅+−+⋅⋅Φ= αλσ && , se

exprimă în mod similar cu xx fScQ ⋅⋅=& . Soluţia sistemului de ecuaţii (valorile iniţiale nule: X = Y = fy = 0, la t = 0) este dată de relaţia 6.2-10. Se consideră că fenomenul de coroziune nu influenţează fx şi fy, iar Y nu absoarbe neutroni.

( ) ( ) )102.6(ebeb

11bfebed

db11

baY ttbtdtb −⎥⎦

⎤⎢⎣⎡ ⋅−⋅⋅

++⋅+⎥⎦

⎤⎢⎣⎡ ⋅−⋅⋅

−+⋅= ⋅−⋅−⋅−⋅− λλ

λ



unde coeficienţii a, b şi d au aceeaşi semnificaţie ca cei din ecuaţia (6.2-6), iar f este dat de relaţia (6.2-11).

)112.6(

fScf y −

⋅⋅⋅=

λφσ

În relaţia (6.2-10) primul termen reprezintă aportul adus prin coroziunea

materialului inactiv, iar al doilea termen reprezintă aportul adus prin coroziunea materialului deja activat. Acest model matematic mi-a fost pus la dispoziţie în cadrul stagiului de doctorat finanţat prin programul POSDRU în cadrul Universităţii Politehnica din Madrid, Departamentul de Inginerie Nucleară, sub îndrumarea Profesorilor Emilio Minguez şi Eduardo Gallego.

În continuare este prezentat calculul activităţii produşilor de coroziune activaţi ce au fost reţinuţi pe răşinile de purificare a agentului primar.

Sistemul de Purificare al Sistemului Principal de Transport al Căldurii al Unităţii 1 are în componenţa sa două coloane schimbătoare de ioni ce conţin fiecare 1.08 m3 răşină ionică.

Activitatea răşinilor este dată de relaţia:

( ) ( ) ( ) )122.6(tV/tMAtA SRO2DO2DSR −⋅= unde ASR reprezintă activitatea răşinilor uzate ce au fost înlocuite după perioada t de utilizare în sistemul de purificare [Bq/m3] AD2O reprezintă activitatea apei grele în Sistemul de Purificare (are o evoluţie exponenţială, si este constantă după o perioadă de funcţionare a centralei) [Bq/kg] MD2O reprezintă cantitatea de apă grea ce este purificată de sistem în perioada t cât timp a fost utilizată răşina în sistemul de purificare [kg] VSR reprezintă volumul de răşini consumat de sistem în perioada t [m3] Din manualul de proiectare al sistemului de purificare apă grea circuit primar se cunoaşte că o coloană de răşină purifică aproximativ 1300 kg apă grea [65]. În acest caz se poate utiliza relaţia (6.2-13)

13)(6.2/VMAA SRD2OD2OSR −⋅= unde ASR reprezintă activitatea răşinilor uzate după operare [Bq/m3] AD2O reprezintă activitatea apei grele purificate de coloana de răşină [Bq/kg] MD2O reprezintă cantitatea de apă grea ce este purificată în coloana de răşină [kg] VSR reprezintă volumul coloanei de răşină [m3] În calculele efectuate şi prezentate în continuare a fost utilizată relaţia (6.2-13).



6.3. Rezultatele obţinute pentru factorii de scalare 59Ni/60Co şi 63Ni/60Co pentru răşinile ionice uzate fuelcontact

Ca exemplu de determinare a factorilor de scalare teoretici au fost selectaţi 59Ni/60Co şi 63Ni/60Co pentru fluxul de deşeuri radioactive Răşini Ionice Uzate Fuelcontact. Aceşti radionuclizi fac parte din categoria radionuclizilor dificil de măsurat deoarece sunt emiţători beta iar determinarea activităţii lor prin metode radiometrice necesită separări radiochimice. Deasemenea ei sunt importanţi şi datorită timpului de înjumătăţire mare (76000 ani pentru 59Ni şi 100 ani pentru 63Ni). Mecanismele de producere prin activare cu neutroni a nichelului 59 şi a nichelului 63 sunt date de reacţiile (6.3-1) şi (6.3-1).

62Ni(n,γ)63Ni 63Cu(n,p)63Ni (6.3-1)

58Ni(n,γ)59Ni 60Ni(n,2n)59Ni (6.3-2) Utilizând modelul matematic prezentat anterior şi considerând că răşinile ionice au fost înlocuite în fiecare an, s-au calculat concentraţiile de activitate ale nichelului 59, nichelului 63 şi cobaltului 60 şi factorii de scalare 59Ni/60Co şi 63Ni/60Co ca raport între concentraţiile de activitate ale celor doi radionuclizi. În tabelul 6.3-1 sunt prezentate proprietăţile componentelor luate în considerare în modelul matematic, pe baza cărora au fost determinate concentraţiile radionuclizilor de interes.



Tabelul 6.3-1 Proprietăţile componentelor luate în considerare în modelul matematic de calcul a concentraţiei radionuclizilor de interes

Componenta Material Compoziţie Elemente principale [%] Impuritati Ni Fe Cr C Mn Si Cu Al Ti Co

Tuburi de presiune Zr + 2.5 Nb 0,007 0,15 0,01 0,027 0,005 0,01 0,005 0,0075 0,005 0,002 Element combustibil

Zr-4 0,007 0,21 0,1 0,027 0,005 0,012 0,005 0,0075 0,005 0,002

Fideri ASME SA106GrB 0,4 97,6 0,4 0,3 0,5 0,1 0,4 - - 0,01 Colectori ASME SA106GrB 0,4 97,6 0,4 0,3 0,5 0,1 0,4 - - 0,01 Conducte ASME SA106GrB 0,4 97,6 0,4 0,3 0,5 0,1 0,4 - - 0,01 Fitinguri ASME SA106GrB 0,4 97,6 0,4 0,3 0,5 0,1 0,4 - - 0,01

Pom

pa Carcasa SA216 GRWCC 0,5 96,64 0,5 0,25 1,2 0,6 0,3 - - 0,01

Rotor ASTM A-487 Gr. CA NM Rcc 22-26

4,5 78,93 14 0,06 1 1 0,5 - - 0,01

Generatori de Abur Incoloy 800 (ASME SB 163)

32,5 45 20 0,09 1 0,6 0,5 0,15 0,15 0,01



Cunoscând dimensiunile, materialele de fabricaţie şi parametrii celor două sisteme a fost aplicat modelul matematic prezentat anterior. În tabelul 6.3-2 se poate observa că valoarea pentru concentraţia de Cobalt 60 în agentul de răcire al reactorului este de acelaşi ordin de mărime cu valoarea măsurată la CNE Cernavodă Unitatea 1. Tabelul 6.3-2 Concentraţiile de activitate ale 59Ni, 63Ni şi 60Co în Sistemului Principal de Transport al Căldurii

Radionuclid Concentraţie [Bq/kg]

Concentraţia de activitate medie măsurată la CNE Cernavodă U1 [Bq/kg]*

Concentraţia de activitate estimată la CNE Cernavodă U2 [Bq/kg]**

Concentraţia de activitate estimată la CNE Cernavodă U1 [Bq/kg]***

Ni-59 7.15E-04 - - - Ni-63 8.18E-02 - - - Co-60 4.50E+03 6.35E+03 1.30E+04 4.63E+02 * Valori măsurate în 2003 [66] ** Valori preluate din Raportul Final de Securitate Cernavodă U2 [66] *** Valori preluate din Manualul de Proiectare al Sistemului de Ecranare, Clădire Reactor, Cernavodă, U1 [67] Comparând rezultatele obţinute pentru activitatea Cobaltului 60 în agentul de răcire cu activitatea dată în Raportul Final de de Securitate Cernavodă U2 şi activitatea dată în Manualul de Proiectare al Sistemului de Purificare D2O Agent Primar, U1 se observă că eroarea relativă faţă de activitatea Cobaltului 60 măsurată în agentul primar de la unitatea 1 Cernavodă este mai mică în cazul folosirii modelului matematic prezentat anterior. Tabelul 6.3-3 prezintă valorile erorii relative. Se observă că modelul folosit de doctorand evaluează cel mai bine concentraţia Co-60 faţă de evaluările din RFS şi manualele de proiectare. Tabelul 6.3-3 Compararea rezultatelor obţinute cu alte valori din literatură Originea valorii activităţii Cobaltului 60 în agentul primar

Concentraţia de activitate a Cobaltului 60 în agentul primar [Bq/kg]

Eroarea relativă faţă de Concentraţia de activitate medie măsurată la CNE Cernavodă U1 [%]

Modelul matematic prezentat în lucrare 4.50E+03 29

Raportul Final de Securitate Cernavodă U2 6.35E+03 105

Manualul de Proiectare al Sistemului de Purificare D2O Agent Primar, U1

4.63E+02 93



Tabelul 6.3-4 Concentraţiile de activitate ale 59Ni, 63Ni şi 60Co în răşinile uzate ale Sistemul de Purificare al Sistemului Principal de Transport al Căldurii în imediat după extragere din sistem

Radionuclid Concentraţie [Bq/m3]

Factor de scalare

Concentraţia estimată în RFS U2 CNE Cernavodă [Bq/ m3]*


Ni-59 3.54E+05 1.59E-07 - - Ni-63 4.40E+07 1.82E-05 - - Co-60 2.42E+12 1 5.86E+10 5.86E+10

* Valori preluate din Raportul Final de Securitate Cernavodă U2 [66] În tabelul 6.3-4 se observă că valoarea concentraţiei de activitate a Cobaltului 60 în răşinile ionice uzate provenite de la CNE Cernavodă U2 Sistemul de Purificare al Sistemului de Transport al căldurii, calculată cu modelul propus, este cu două ordine de mărime mai mare decât valoarea estimată din raportul final de securitate. Acest fapt se datorează parametrilor luaţi în calcul. În modelul prezentat în această teză au fost luaţi în considerare valorile de proiectare ale parametrilor din manualul de proiectare al sistemului. Astfel, debitul agentului de lucru prin sistemul de purificare a fost considerat ca fiind 24 kg/s, conform manualului de proiectare, iar în raportul final de securitate valoarea utilizată în modelul de calcul a fost de 35.4 kg/s. Diferenţa de două ordine de mărime provine, de fapt, de la durata de utilizare a răşinilor schimbătoare de ioni. În cazul modelului utilizat de autor a fost luată în considerare valoarea dată de istoria de operare a Unităţii 2 CNE Cernavodă. În Raportul Final de Securitate al Unităţii 2 CNE Cernavodă această valoare a fost considerată ca fiind aceeaşi cu valoare utilizată în Raportul Final de Securitate al Unităţii 1 CNE Cernavodă, care la rândul ei era o valoare dată de istoria de operare a centralelor de tip CANDU 600 până în acea perioadă, de 45 de zile (1988). După ce au fost înlocuite, răşinile uzate sunt transferate către rezervoarele de stocare din beton. Din acest moment factorul de scalare pentru cei doi radionuclizi devin dependent de timp datorită diferenţei între timpii de înjumătăţire ai radionuclizilor pentru care se calculează factorul. Această evoluţie este dată de relaţia 6.3-3. SF = SFi * exp[-(λ1-λ2)t] (6.3-3) unde: SF reprezintă factorul de scalare la momentul t, după ce răşina a fost preluată din coloanele schimbătoare de ioni şi transferată către rezervoarele de stocare SFi reprezintă factorul de scalare iniţial (în momentul în care răşinile sunt preluate din sistemul de purificare) λ1 reprezintă constanta de dezintegrare a radionuclidului dificil de măsurat (în cazul nostru izotopii nichelului) [dez/s] λ2 reprezintă constanta de dezintegrare a radionuclidului uşor de măsurat (în cazul nostru cobaltul 60) [dez/s]



Figura 6.3-1 prezintă dependenţa de timp a factorului de scalare 59Ni/60Co. Nichelul 59 are un timp de înjumătăţire de aproximativ 76 000 ani, iar cobaltul 60 de 5.27 ani. Factorul de scalare iniţial are valoarea de 1.59E-07, iar după 10 ani valoarea devine 5.92E-07.

Figura 6.3-1 Dependenţa de timp a factorului de scalare 59Ni/60Co Figura 6.3-2 prezintă dependenţa de timp a factorului de scalare 63Ni/60Co. Nichelul 63 are un timp de înjumătăţire de aproximativ 100 ani, iar cobaltul 60 de 5.27 ani. Factorul de scalare iniţial are valoarea de 1.82E-05, iar după 10 ani valoarea devine 6.33E-05.

Figura 6.3-2 Dependenţa de timp a factorului de scalare 63Ni/60Co Aceste rezultate au fost obţinute în cadrul stagiului de doctorat finanţat prin programul POSDRU în cadrul Universităţii Politehnica din Madrid, Departamentul de Inginerie Nucleară, sub îndrumarea Profesorilor Emilio Minguez şi Eduardo Gallego şi prezentate în cadrul conferinţei NUTECH 2011, Cracovia, Polonia, Septembrie 2011 [68].



Importanţa rezultatelor obţinute Deşi rezultatele nu au putut fi validate experimental din lipsa probelor de răşină de la CNE Cernavodă, au fost comparate rezultatele obţinute pentru activitatea Cobaltului 60 în agentul de răcire şi în răşinile ionice uzate provenite de sistemul de purificare al sistemului principal de transport al căldurii cu activitatea estimată în raportul final de securitate al Unităţii 2 şi în manualul de proiectare al sistemelor de ecranare al Unităţii 1 şi cu activitatea măsurată la Unitatea 1. Pentru activitatea celor doi izotopi ai Nichelului nu au fost găsite valori de referinţă în literatură. Rezultatele obţinute utilizând modelul matematic prezentat în teză sunt mai apropiate de valoarea măsurată decât celelalte două rezultate estimate. Rezultatele obţinute pot fi folosite la caracterizarea radiologică a răşinilor ionice uzate provenite de la CNE Cernavodă. În momentul în care se va hotărî mutarea lor din rezervoarele de stocare în containere speciale în vederea depozitării finale se va face o analiză prin spectrometrie gama, se va determina activitatea Cobaltului 60, şi aplicând factorul de scalare se va estima activitatea celor doi izotopi ai Nichelului.



7. Concluzii

7.1. Motivaţia tezei Teza de doctorat abordează problema caracterizării radiologice a deşeurilor radioactive – determinarea activităţii radionuclizilor dificil de măsurat în deşeurile radioactive provenite de la o centrală nucleară. Radionuclizii dificil de măsurat sunt acei radionuclizi a căror activitate nu poate fi determinată prin metode directe, nedistructive, din exteriorul coletelor de deşeuri. Aceştia sunt, în general, emiţători alfa sau beta puri, sau gama de energii foarte joase. Exemple de radionuclizi dificil de măsurat sunt: Tritiul, Carbonul 14, Clorul 36, Fierul 55, Nichelul 59 şi 63, Stronţiul 90, Iodul 129, şi majoritatea actinidelor. Determinarea activităţii acestor radionuclizi este deosebit de importantă în vederea stabilirii conformităţii containerelor de deşeuri cu criteriile de acceptanţă ale depozitelor finale de deşeuri radioactive şi a evaluării securităţii pe termen lung a acestor depozite. Activitatea radionuclizilor dificil de măsurat poate fi determinată prin două metode. Prima metodă este una distructivă ce necesită prelevarea de probe din fiecare container de deşeuri radioactive, supunerea acestor probe unor proceduri laborioase de separare radiochimică a radionuclizilor dificil de măsurat, pregătirea atentă a probelor pentru spectrometrie alfa sau beta şi analiza spectrelor astfel obţinute. Cea de-a doua metodă presupune determinarea unor factori de corelaţie (factori de scalare) între activitatea radionuclizilor dificil de măsurat şi activitatea unor radionuclizi cheie. Radionuclizii cheie sunt selectaţi astfel încât proprietăţile şi modul de producere să fie asemănătoare, iar determinarea lor să se poată realiza prin metode nedistructive din exteriorul containerului de deşeuri. Aceştia sunt, în general, radionuclizi cu emisie gama de energii înalte (exemplu: Cobalt 60, Cesiu 137). Această metodă poartă numele de metoda factorului de scalare şi este utilizată în cazul deşeurilor radioactive care au aceeaşi origine în instalaţia nucleară şi au fost supuse la aceleaşi procese de pre-tratare, tratare şi condiţionare. Trebuie menţionat faptul că factorii de scalare sunt specifici fiecărei centrale nucleare, şi se calculează pentru fiecare flux de deşeuri şi fiecare radionuclid în parte. În România, caracterizarea radiologică este încă la început, iar până de curând caracterizarea radiologică a deşeurilor presupunea, în general, o analiză din punct de vedere al activităţii alfa beta globale şi a emiţătorilor gama în containerele de deşeuri.

7.2. Contribuţiile personale

Contribuţiile personale la caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive

sunt: stabilirea metodelor de implementare în laborator a procedurilor de determinare a stronţiului 90 şi a actinidelor (izotopii americiului, plutoniului şi uraniului) în deşeuri lichide şi dezvoltarea metodei factorului de scalare pentru produşii de coroziune activaţi prezenţi în răşinile ionice uzate de la centrala nucleară Cernavodă.



În cadrul Laboratorului de radioprotecţie şi protecţie civilă, Institutul de cercetări nucleare, Piteşti, am realizat teste de implementare a două proceduri de determinare a unor radionuclizi dificil de măsurat (stronţiu 90 şi actinide) în efluenţii lichizi. Procedura de determinare a activităţii stronţiului 90 în efluenţii lichizi este cea recomandată de Eichrom şi a fost testată pe două probe simulate de efluenţi lichizi.

Determinarea activităţii Stronţiului 90 presupune separarea radiochimică a stronţiului cu ajutorul răşinii cromatografice Sr Resin şi determinarea activităţii prin analiza la detectorul cu scintilatori lichizi. Suplimentar faţă de procedura recomandată de Eichrom determinarea activităţii stronţiului 90 s-a făcut prin două metode. Prima metodă presupune eliminarea interferenţei datorate acumulării Ytriului 90 aplicând legea dezintegrării radioactive, iar cea de-a doua metodă aplicând metoda de deconvoluţie. În tabelul 7.2-1 sunt prezentate valorile activităţii probei şi a concentraţiei de stronţiu 90 determinată prin cele două metode pentru una din probe. Se observă că eroarea este mică, sub 3% în cazul aplicării legii de dezintegrare şi aproximativ 5% în cazul aplicării metodei de deconvoluţie.

Tabelul 7.2-1 Rezultatele aplicării celor două metode de corecţie a acumulării Ytriului 90 în proba de stronţiu după separare

Concentraţia Sr-90 în soluţia iniţială [Bq] 140 Concentraţia Sr-90 aplicând legea dezintegrării [Bq] 136 Concentraţia Sr-90 aplicând metoda de deconvoluţie [Bq] 133

Rezultatele au fost prezentate în cadrul a două conferinţe, CIEM 2011,

Bucureşti şi SIEN 2011 [53], Bucureşti şi publicate în buletinul ştiinţific UPB [54]. Procedura de determinare a actinidelor în efluenţii lichizi este tot cea

recomandată de Eichrom. Din cauza gradului de complexitate ridicat, a fost testată într-un mod gradat, în sens invers faţă de sensul normal de aplicare al acesteia. Astfel, s-a început cu testarea etapei de coprecipitare, apoi s-a testat separarea americiului cu ajutorul răşinii TRU în conjuncţie cu prepararea prin coprecipitare a surselor alfa şi în cele din urmă s-a testat întreaga procedură simulându-se un efluent cu conţinut cunoscut de uraniu, toriu, americiu şi plutoniu. În tabelul 7.2-2 sunt prezentate rezultatele obţinute în urma testului. Tabelul 7.2-2 Activităţile estimate (Ag), măsurate (Amas) şi randamentele de separare (η) pentru radionuclizii utilizaţi în testul procedurii de separare

Radionuclid Ag (Bq) Amas (Bq) η U-233 3,96 3,69 0,86 U-235 0,06 0,05 0,94 U-238 1,05 0,95 0,91 Am-241 5,34 4,10 0,77 Am-243 0,76 0,64 0,84 Pu-242 0,59 0,36 0,61



Rezultatele au fost prezentate în cadrul conferinţei Nuclear 2012, Piteşti [59] Rezultatele testelor au demonstrat aplicabilitatea procedurilor, acestea putând fi implementate în cadrul laboratorului în vederea caracterizării radiologice a acestor tipuri de deşeuri. În ultima parte a capitolului 4 este dezvoltat modelul matematic de calcul al factorilor de scalere pentru produşii de coroziune activaţi din răşinile ionice uzate provenite de la o centrală de tip CANDU 6 şi este prezentat un exemplu de calcul al factorilor de scalare 59Ni/60Co şi 63Ni/60Co pentru fluxul de deşeuri radioactive răşini ionice uzate de tip fuelcontact de la CNE Cernavodă Unitatea 2. Aceşti radionuclizi sunt importanţi în caracterizarea radiologică a acestui tip de deşeuri, atât datorită timpul mare de înjumătăţire (76000 ani pentru 59Ni şi 100 ani pentru 63Ni) cât şi datorită concentraţiei de activitate semnificative în răşinile uzate (354 kBq/m3 pentru 59Ni şi 44 MBq/m3 pentru 63Ni, în momentul în care răşina este preluată din sistemul de purificare pentru a fi transferată în bazinele de stocare). Mai mult, datorită timpului de înjumătăţire şi a concentraţiei de activitate mari, caracterizarea radiologică a deşeurilor radioactive devine foarte importantă în contextul depozitării finale a acestora. Rezultatele au fost comparate cu cele estimate în raportul final de securitate al Unităţi 2 CNE Cernavodă şi manualul de proiectare al sistemelor de ecranare al Unităţilor 1 şi 2 CNE Cernavodă. În ceea ce priveşte activitatea Cobaltului 60 în agentul de răcire, rezltatele obţinute în urma aplicării modelului matematic prezentat în teza de doctorat prezintă o eroare relativă faţă de valoarea măsurată la Unitatea 1 mai mică decât celelalte valori din referinţele consultate. Nu au fost găsite valori măsurate ale activităţii celorlalţi doi radionuclizi, dar a fost aplicat acelaşi model matematic. Tabelul 7.2-3 prezintă valorile erorii relative.

Tabelul 7.2-3 Comparerea rezultatelor obţinute cu alte valori din literatură

Originea valorii activităţii Cobaltului 60 în agentul primar

Concentraţia de activitate a Cobaltului 60 în agentul primar [Bq/kg]

Eroarea relativă faţă de Concentraţia de activitate medie măsurată la CNE Cernavodă U1 [%]

Modelul matematic prezentat în lucrare 4.50E+03 29

Raportul Final de Securitate Cernavodă U2

6.35E+03 105

Manualul de Proiectare al Sistemului de Purificare D2O Agent Primar, U1

4.63E+02 93

În tabelul 7.2-4 se observă că valoarea concentraţiei de activitate a Cobaltului 60 în răşinile ionice uzate provenite de la CNE Cernavodă U2 Sistemul de Purificare al Sistemului de Transport al căldurii este cu două ordine de mărime mai mare decât valoarea estimată din raportul final de securitate. Acest fapt se datorează parametrilor luaţi în calcul. În modelul prezentat în această teză am luat în



considerare valorile de proiectare ale parametrilor din manualul de proiectare al sistemului. Astfel debitul agentului de lucru prin sistemul de purificare a fost considerat ca fiind 24 kg/s, conform manualului de proiectare, iar în raportul final de securitate valoarea utilizată în modelul de calcul a fost de 35.4 kg/s. Diferenţa de două ordine de mărime provine de fapt de la durata de utilizare a răşinilor schimbătoare de ioni. În cazul modelului utilizat de autor a fost luată în considerare valoarea dată de istoria de operare a Unităţii 2 CNE Cernavodă. În Raportul Final de Securitate al Unităţii 2 CNE Cernavodă această valoare a fost considerată ca fiind aceeaşi cu valoare utilizată în Raportul Final de Securitate al Unităţii 1 CNE Cernavodă, care la rândul ei era o valoare dată de istoria de operare a centralelor de tip CANDU 600 până în acea perioadă, de 45 de zile (1988). Tabelul 7.2-4 Concentraţiile de activitate ale 59Ni, 63Ni şi 60Co în răşinile uzate ale Sistemul de Purificare al Sistemului Principal de Transport al Căldurii în imediat după extragere din sistem

Radionuclid Concentraţie [Bq/m3]

Factor de scalare



Ni-59 3.54E+05 1.59E-07 - - Ni-63 4.40E+07 1.82E-05 - - Co-60 2.42E+12 1 5.86E+10 5.86E+10

* Valori preluate din Raportul Final de Securitate Cernavodă U2 [66]

În modelul matematic prezentat am luat în considerare şi faptul că după ce au fost înlocuite, răşinile uzate sunt transferate către rezervoarele de stocare din beton, iar din acest moment factorul de scalare pentru cei doi radionuclizi devine dependent de timp datorită diferenţei între timpii de înjumătăţire ai radionuclizilor pentru care se calculează factorul.

Aceste rezultate au fost obţinute în cadrul stagiului de doctorat finanţat prin programul POSDRU în cadrul Universităţii Politehnica din Madrid, Departamentul de Inginerie Nucleară, sub îndrumarea Profesorilor Emilio Minguez şi Eduardo Gallego. O parte din rezultate au fost prezentate în cadrul conferinţei NUTECH 2011, Cracovia, Polonia, 11-14 Septembrie 2011 [68], şi vor fi publicate în Buletinul Institutului Politehnic Gheoghe Asachi Iaşi, Secţia de Chimie [69].



Bibliografie

1. Herteneldi, E., ş.a., Application of scaling technique for estimation of radionuclide inventory in radioactive waste, Nuclear Society of Slovenia, 3rd Regional Meeting: Nuclear Energy in Central Europe, Portoroz, Slovenia, 16-19 septembrie 1996.

2. Tavear, P., Smodis, B., Benedik, L., Radiological characterization of low- and intermediate-level radioactive wastes, Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, Vol. 273, No.3 (2007) 593–596.

3. ***, Proiect CANDU 600, Sistemul de Manipulare Răşini Ionice Uzate, CNE Cernavodă, Unitatea 2.

4. ***, International Basic Safety Standards for Protection against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation Sources, Safety Series No. 115, IAEA, Vienna (1996).

5. ***, Council Directive 96/29/EURATOM of 13 May 1996 laying down basic safety standards for the protection of the health of workers and the general public against the dangers arising from ionizing radiation, EURATOM, (1996).

6. ***, Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and the Safety of Radioactive Waste Management, http://www.iaea.org/Publications/Documents/Conventions/jointconv.html, (Iulie 2012).

7. ***, Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and the Safety of Radioactive Waste Management, Information circular, IAEA, Vienna (1997).

8. ***, Predisposal Management of Radioactive Waste, Including Decommissioning, IAEA Safety Requirements, No. WSR-2, IAEA, Vienna (2000).

9. ***, Predisposal Management of Low and Intermediate Level Radioactive Waste, IAEA Safety Standards Series No. WS-G-2.5, IAEA, Vienna (2003).

10. ***, Predisposal Management of High Level Radioactive Waste, IAEA Safety Standards Series No. WS-G-2.6, IAEA, Vienna (2003).

11. ***, Storage of Radioactive Waste Safety Guide, IAEA Safety Standards Series WS-G-6.1, (2006).

12. ***, Development of Specifications for Radioactive Waste Packages, IAEA TECDOC 1515, (2006).

13. ***, Nuclear Energy — Nuclear Fuel Technology — The Scaling Factor method to determine the radioactivity of low and intermediate level radioactive waste packages generated at nuclear power plant, ISO International Standard, ISO 21238 (2007).

14. ***, Categorizing Operational Radioactive Wastes, IAEA, VIENNA, IAEA-TECDOC-1538 (2007)

15. ***, Strategy and Methodology for Radioactive Waste Characterization, IAEA, VIENNA, IAEA-TECDOC-1537 (2007)

16. ***, The Management System for the Disposal of Radioactive Waste, IAEA Safety Standards Series No. GS-G-3.4, IAEA, Vienna (2008).



17. ***, The management system for the processing, handling and storage of radioactive waste: safety guide, IAEA safety standards series, no. GS-G-3.3 (2008).

18. ***, Determination and Use of Scaling Factors for Waste Characterization in Nuclear Power Plants, IAEA Nuclear Energy Series No. NW-T-1.18, (2009).

19. ***, Policies and Strategies for Radioactive Waste Management, IAEA Nuclear Energy Series NW-G-1.1, (2009).

20. ***, Classification of Radioactive Waste General Safety Guide, IAEA Safety Standards Series GSG-1, (2009).

21. ***, Predisposal Management of Radioactive Waste General Safety Requirements Part 5, IAEA Safety Standards Series GSR Part 5, (2009).

22. ***, Radiation Protection and Radioactive Waste Management in the Design and Operation of Research Reactors Safety Guide, IAEA Safety Standards Series NS-G-4.6, (2009).

23. ***, Disposal of Radioactive Waste Specific Safety Requirements, IAEA Safety Standards Series SSR-5, (2011).

24. ***, Geological Disposal Facilities for Radioactive Waste Specific Safety Guide, IAEA Safety Standards Series SSG-14, (2011).

25. ***, Comisia Naţională pentru Controlul Activităţilor Nucleare, http://www.cncan.ro/acasa/despre-noi/prezentare-cncan/ (Iulie 2012).

26. ***, Norme fundamentale pentru gospodarirea in siguranta a deseurilor radioactive (NDR-01), aprobate prin Ordinul Presedintelui CNCAN nr. 56/25.03.2004 si publicate in Monitorul Oficial al Romaniei Partea I nr. 393/04.05.2004 (2004).

27. ***, Norme privind eliberarea de sub regimul de autorizare a materialelor rezultate din practici autorizate (NDR-02), aprobate prin Ordin al Presedintelui CNCAN nr. 62/31.03.2004 si publicate in Monitorul Oficial al Romaniei Partea I nr. 393/04.05.2004.

28. ***, Norme privind clasificarea deseurilor radioactive (NDR-03), aprobate prin Ordinul Presedintelui CNCAN nr. 156/14.06.2005 si publicate in Monitorul Oficial nr. 571/01.07.2005.

29. ***, Norme privind limitarea eliberarilor de efluenti radioactivi in mediu (NDR-04), aprobate prin Ordin al Presedintelui CNCAN nr. 221/25.08.2005 si publicate in Monitorul Oficial al Romaniei Partea I nr. 820/09.09.2005.

30. ***, Norma privind depozitarea la suprafatã a deseurilor radioactive (NDR-05), aprobate prin ordinul Presedintelui CNCAN nr. 400 din 13/12/2005 Publicat in Monitorul Oficial, Partea I nr. 345 din 17/04/2006.

31. ***, Normele privind supravegherea si controlul expedierilor internationale de deseuri radioactive si combustibil nuclear uzat implicând teritoriul Romaniei, (NDR-06), aprobate prin ordinul Presedintelui CNCAN nr. 443/ 19.11.2008.

32. Toma, R., Evaluarea conţinutului izotopic în cazul reactoarelor acr folosind un ciclu pe bază de toriu şi compararea acestuia cu cazul folosirii unui combustibil standard pentru reactoarele PHWR, Proiect de diplomă, Conducător ştiinţific Balaş Nineta, Universitatea Politehnica Bucureşti, Facultatea de Energetică, Specializarea Inginerie şi Tehnologii Nucleare (2009).

33. ***, Joint Convention on the Safety of Spent Fuel Management and on the Safety of Radioactive Waste Management Third National Report, Romania, (2008).



34. Barariu, Gh., Georgescu, R., Sociu, F., Toma, R., Radioactive waste management methodology development for waste generated by nuclear facilities decommissioning applicable to CANDU- 600 nuclear power plant, NUCLEAR 2010, Annual International Conference on Sustainable Development through Nuclear Research and Education, ISSN-2066-2955, 26-28 mai 2012, Piteşti, Romania (2010).

35. Toma, R., Barariu, Gh., Sociu, F., SITON’s contribution to the deep geological repository concept development in Romania, WEC Regional Energy Forum – FOREN 2010, Iunie 13-17 2010, Neptun, Romania.

36. Toma, R., Fako, R., Barariu, Gh., Prisecaru, I., Romanian approach to implementing a deep geological repository for radioactive waste in crystalline rock formations, Annual International Conference on Sustainable Development trough Nuclear Research and Education, Nuclear 2012, 16-18 mai 2012, Piteşti, Romania (2012).

37. Fako, R., Toma, R., Nicolae, R., Georgescu, R., Corrosion damage of some Romanian metallic artifacts - preliminary stage of the deep disposal concept development for nuclear wastes, Eurocor 2012, The European Corrosion Congress, Istambul, Turcia, ISBN 9781618394125 (2012).


39. ***, Raport anual de mediu, CNE Cernavodă, 2010. 40. Şindilaru, George, Dozimetrie şi radioprotecţie, Editura Bren, Bucureşti,

(2007). 41. Hou, X., Roos, P., Critical Comparison of Radiometric and Mass

Spectrometric Methods for the Determination of Radionuclides in Environmental, Biological and Nuclear Waste Samples, Radiation Research Department, Risø National Laboratory Report, www.risoe.dk/rispubl/art/2007_333.pdf (2007).

42. ***, NUCLEONICA, www.nucleonica.net (Octombrie 2011). 43. Holm, E., Source preparation for alpha and beta measurement, Risø

National Laboratory Report, Report from the NKS/BOK-1.1 project, ISBN 87-7893-093-6, (2001).

44. Karamanis, D., Ioannides, K.G., Stamoulis, K.C., Anal. Chim. Acta 573(2006)319-327 (2006).

45. Verrezen F., Hurtgen C., Radioassay of low-level, low-energy beta activity in multilabeled samples containing high-energy beta impurities using liquid scintillation spectrometry, Radiocarbon 1996, 381–389.

46. Dobrin, R. I.; Pavelescu, M.; Dulama, C. N.; Toma, Al., Measurement of multiple labeled samples by beta spectrum unfolding. ROMANIAN JOURNAL OF PHYSICS, 56 (1-2), pp. 93-102, 2011.

47. Hou, X., Østergaard, L., Nielsen, S., Anal. Chim. Acta 535 (2005) 297-307. 48. Hou, X., Radiochim. Acta 93 (2005) 611-617. 49. Sangsingkeow, P., Berry, K., Dumas, E., Raudorf, T., Underwood, T., Nucl.

Instrum. Meth. A505(2003)183-186. 50. L’Annunziata, M. F., Handbook of Radioactivity Analysis, Academic Press,

New York, 2nd Edition, 2003. 51. Eichrom, http://www.eichrom.com/products/info/sr_resin.cfm (Iulie 2012). 52. Nelson, D.M., Purification of Strontium in Water before Strontium-

89/Strontium-90 Measurement, DOE Methods Compendium, RP500.



53. Dulama, C., Dobrin, R., Toma, Al., Measurement of Radioactive Strontium Concentration in Liquid Effluents from a Nuclear Installation, Simpoziunul Internaţional Energia Nucleară, 20-24 Octombrie 2011, Bucharest, Romania (2011).

54. Toma, R., Prisecaru, I., Dulama, C., Determination of difficult to measure nuclides in spent resins, U.P.B. Sci. Bull., Series D, Vol. 74, Iss. 1, ISSN 1454-2358, 2012.

55. Verrezen F., Hurtgen C., Radioassay of low-level, low-energy beta activity in multilabeled samples containing high-energy beta impurities using liquid scintillation spectrometry, Radiocarbon 1996, 381-389.

56. Dobrin, R. I., Pavelescu, M., Dulama, C., Toma, Al., Measurement of multiple labeled samples by beta spectrum unfolding, Rom. Journ. Phys., Vol. 56, Nos. 1–2, P. 93–102, Bucharest, 2011.

57. http://www.eichrom.com/products/info/uteva_resin.cfm (Iulie 2012). 58. http://www.eichrom.com/products/info/tru_resin.cfm (Iulie 2012). 59. Dulama, C., Dobrin, R., Toma, Al., Toma, R., Stoica, S., Experimental tests

for separation of actinides from aqueous samples, Annual International Conference on Sustainable Development trough Nuclear Research and Education, Nuclear 2012, 16-18 mai 2012, Piteşti, Romania (2012).

60. http://www.lenntech.com/images/resin-balls.jpg (Iulie 2012). 61. ***, Amberlite IRN150, Nuclear Grade Mixed Based Resin, Product

Datasheet, Lenntech Water Treatment and Air Purification, http://www.lenntech.com/Data-sheets/Amberlite-IRN150-L.pdf (Iulie 2012).


63. ***, Raport Final de Securitate CNE Cernavodă U2, Capitolul 5, Sisteme de proces ale reactorului, Societatea Naţională NuclearElectrica, 2005.

64. Alonso, Agustin. Introducción a la Seguridad Nuclear. Lecture notes at UPM, 2003.

65. ***, Proiect CANDU 600, Sistemul de Purificare D2O Agent Primar, CNE Cernavodă, Unitatea 2.

66. ***, Raport Final de Securitate CNE Cernavodă U2, Capitolul 11, Managementul Deşeurilor Radioactive, Societatea Naţională NuclearElectrica, 2005.

67. ***, Proiect CANDU 600, Manual de Proiectare Sisteme Ecranare, Partea I, Clădire Reactor, CNE Cernavodă, Unitatea 1, 1988.

68. Toma, R., Dulama, C., Prisecaru, I., Determination of scaling factors for difficult to measure nuclides in spent resins from Cernavoda NPP, NUTECH 2011 - International Conference on Development and Applications of Nuclear Technologies, ISBN 978-83-925779-1-1, 11-14 Septembrie, 2011.

69. Toma, R., Dulama, C., Prisecaru, I., Determination of activated corrosion products concentration in spent resins from nuclear power plants, Buletinul Institutul Politehnic Gheorghe Asachi, Iaşi, Secţia de Chimie, În curs de publicare, ISSN 0254-7104



Lucrări ştiinţifice publicate în jurnale sau prezentate în cadrul conferinţelor

Nr. crt. Titlu articol Conferinţa / Jurnalul Perioada/locaţie Autori

1 Radioactive waste management methodology development for waste generated by nuclear facilities decommissioning applicable to CANDU- 600 nuclear power plant

NUCLEAR 2010, Annual International Conference on Sustainable Development through Nuclear Research and Education, ISSN-2066-2955

26-28.05.2010, Pitesti, Romania

Gheorghe Barariu, Roxana Cristiana Georgescu, Florin Sociu Ruxandra Toma

2 SITON’s contribution to the deep geological repository concept development in Romania

WEC Regional Energy Forum – FOREN 2010

13-17.06.2010 Neptun, Romania

Ruxandra Toma, Gheorghe Barariu, Florin Sociu

3 Determination of scaling factors for difficult to measure nuclides in spent resins from Cernavoda NPP

NUTECH 2011 - International Conference on Development and Applications of Nuclear Technologies, ISBN 978-83-925779-1-1

11-14 Septembrie 2011 Cracovia, Polonia

Ruxandra Toma, Cristian Dulama Ilie Prisecaru

4 Determination of difficult to measure nuclides in spent resins

CIEM 2011 - 5th International Conference on Energy and Environment

3-4 Noiembrie, 2011 Bucuresti


5 Determination of difficult to measure nuclides in spent resins

U.P.B. Sci. Bull., Series D, Vol. 74, Iss. 1, 2012, ISSN 1454-2358

Ianuarie 2012 Bucuresti


6 Experimental tests for separation of actinides from aqueous samples

NUCLEAR 2012, Annual International Conference on Sustainable Development through Nuclear Research and Education ISSN-2066-2955

16-18 Mai 2012, Pitesti

Cristian Dulama Relu Dobrin Alexandru Toma Ruxandra Toma



Nr. crt. Titlu articol Conferinţa / Jurnalul Perioada/locaţie Autori

Silvia Stoica 7 Romanian approach to

implementing a deep geological repository for radioactive waste in crystalline rock formations

NUCLEAR 2012, Annual International Conference on Sustainable Development through Nuclear Research and Education ISSN-2066-2955

16-18 Mai 2012, Pitesti

Ruxandra Toma, Raluca Fako Gheorghe Barariu, Ilie Prisecaru

8 Implementation of a sequential determination of actinides in liquid effluents procedure in laboratory

INCER 2012 – International Conference on Innovation and Collaboration in Engineering Research

2-6 Iulie 2012, Bucuresti


9 Determination of activated corrosion products concentration in spent resins from nuclear power plants

Buletinul Facultatea Gheorghe Asachi, Iaşi, Status: În curs de publicare, ISSN 0254-7104

Octombrie 2012, Iasi


10 Corrosion damage of some Romanian metallic artifacts - preliminary stage of the deep disposal concept development for nuclear wastes

Eurocor 2012, The European Corrosion Congress, Istambul, Turcia, ISBN 9781618394125

9-13 Septembrie 2012, Istambul, Turcia

Raluca Fako Ruxandra Toma Rodica Nicolae Roxana Georgescu

11 Analyze of intended long term performances of cementitious engineered barriers for future storage and disposal facilities for radioactive wastes in Romania

NUCPERF 2012, Workshop - Long-Term Performance of Cementitious Barriers and Reinforced Concrete in Nuclear Power Plants and Radioactive Waste Storage and Disposal, Cadarache, Franta, Status: Recenzie

12-15 Noiembrie 2012 Paris, Franţa

Raluca Fako Gheorghe Barariu Ruxandra Toma, Roxana Georgescu Florin Sociu

12 Romanian status of knowledge for geological disposal of SF & LL-LILW: foreseen interactions of EB in near-field

ENC 2012, European Nuclear Conference, UK ISBN 978-92-95064-14-0, Status: Recenzie

9-12 Decembrie 2012 Manchester, United Kingdom

Ruxandra Toma, Raluca Fako Mihaela Filip

teza doctorat ruxandra toma

Documents

Transcript of teza doctorat ruxandra toma