WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

   Добро пожаловать!

Pages:     || 2 | 3 | 4 |
-- [ Страница 1 ] --

Министерство природных ресурсов РФ Институт геоэкологии РАН Санкт-Петербургский государственный университет ОЦЕНКА ВЛИЯНИЯ АТОМНО-ПРОМЫШЛЕННОГО КОМПЛЕКСА НА ПОДЗЕМНЫЕ ВОДЫ И СМЕЖНЫЕ ПРИРОДНЫЕ

ОБЪЕКТЫ (Г. СОСНОВЫЙ БОР ЛЕНИНГРАДСКОЙ ОБЛАСТИ) Под редакцией доктора геолого-минералогических наук В. Г. Румынина Издательство С.-Петербургского университета 2003 УДК 622:502 ББК 26.22 093 Р е ц е н з е н т ы : Н.Б.Малеванная (мэрия муницип. образования «г. Сосновый Бор» Ленингр. обл.), доц. А.А. Шварц (С.-Петерб. гос. ун-т) Печатается по постановлению Ученого совета Межфакультетского научно-исследова тельского центра гидрогеоэкологии Санкт-Петербургского государственного универси тета А в т о р с к и й к о л л е к т и в: В.Г. Румынин, Е.Б. Панкина, М.Ф. Якушев, А.В. Боронина, Е.Л. Кузнецова, Т.А. Кукушкина, И.Л. Хархордин, А.А. Потапов, И.В. Токарев, П.К. Коносавский, В.Ю. Абрамов, В.Н. Епимахов, С.А. Переверзева, К.С. Харьков ский.

093 Оценка существующего и потенциального воздействия атомно-промышленного комплекса на подземные воды (г.

Сосновый Бор Ленинградской области)/ Под ред. В.Г. Ру мынина. – СПб.: Изд-во С.-Петерб. ун-та, 2002. – 208 с.

ISBN В работе дается характеристика основных источников радиоак тивного воздействия на природные среды, анализируются гидродина мические и гидрохимические условия миграции радионуклидов в под земных водах, описаны существующие поля радиоактивного загрязне ния подземных вод, построены математические (численные) модели для прогнозирования процессов миграции радионуклидов, приведены ре зультаты интерпретации экспериментальных (сорбционных, ионооб менных, диффузионных и миграционных), а также мониторинговых исследований, даются некоторые практические рекомендации по кон тролю (мониторингу) радиоактивного загрязнения подземных вод и опытному изучению миграционных параметров.

Перечень используемых сокращений АСКРО – автоматизированная система контроля радиационной обста новки;

ДВ – допустимый выброс;

ДЖН – жолгоживущие нуклиды;

ДП – допустимый предел;

ЖРО – жидкие радиоактивные отходы;

ЗН – зона наблюдения;

ИИИ – источники ионизирующих излучений;

ИРГ – инертные радиоактивные газы;

КУ – контрольный уровень;

ММСУ – модульная мембранно-сорбционная установка;

МРО – металлические радиоактивные отходы;

МУЦ – модульная установка цементирования;

НРБ – нормы радиационной безопасности;

ОЯТ – отработавшее ядерное топливо;

ПДВ – предельно допустимый выброс;

ПДК – предельно допустимые концентрации;

ПДС – предельно допустимый сброс;

РАО – радиоактивные отходы;

РВ – радиоактивные вещества;

СЗЗ – санитарно-защитная зона;

СУЗ – система управления защитой;

ТРО – твердые радиоактивные отходы;

ХТРО – хранилище твердых радиоактивных отходов.

ВВЕДЕНИЕ Настоящее издание является обобщением многолетнего опыта гидрогеологических, геохимических и радиоэкологических исследова ний, связанных с анализом существующего и потенциального риска от эксплуатации объектов Сосновоборского атомно-промышленного ком плекса.

Главные направления этих исследований включали:

1) сбор, обобщение и анализ литературных, фондовых и полевых материалов, характеризующих природные и экологические условия района работ, состав и качество ранее выполненных тематических ис следований;

2) выявление и описание основных источников существующего и потенциального радиационного воздействия на подземные воды и смежные объекты окружающей среды;

3) создание модельно-ориентированной геоинформационной сис темы с действующим банком экспериментальных и мониторинговых данных по основным экологическим объектам района;

оценку фоновых концентраций радионуклидов в природных водах и сопутствующих средах, подвергшихся воздействию чернобыльского «следа»;

оценку радиоактивного воздействия от текущей эксплуатации основных пред приятий атомно-промышленного комплекса г. Сосновый Бор на фоне естественных источников облучения и медицинских процедур;

4) изучение гидродинамических и гидрогеохимических условий миграции гигиенически-значимых радионуклидов в подземной гидро сфере, оценка радиоактивного фона природных вод, измененного чер нобыльским «следом»;

5) детализацию полей радионуклидного загрязнения подземных вод;

6) проведение полевых и лабораторных исследований по изуче нию параметров миграции радионуклидов;

7) построение региональной гидродинамической модели 30-кило метровой зоны вокруг промышленного комплекса;

8) построение математических (численных) моделей локальных участков существующего и потенциального загрязнения подземных вод радионуклидами;

9) калибрацию математических моделей с использованием локаль ных и глобальных изотопных меток;

10) решение обратных задач геофильтрации и миграции для уточ нения гидрогеологических параметров;

11) разработку методических подходов к увязке сценариев аварий на атомных реакторах с комплексом гидрогеологических моделей;

12) прогнозные оценки радионуклидного загрязнения подземных вод и связанных с ними поверхностных вод;

13) разработку теоретических моделей радионуклидного транс порта;

14) разработку экспериментальных методов изучения миграцион ных параметров;

15) разработку практических рекомендаций по радиоэкологиче скому мониторингу и локализации радиоактивного загрязнения подзем ных вод.

Ключевыми объектами исследований являлись промышленные площадки:

Ленинградского специализированного комбината (ЛСК) «Радон» с комплексом хранилищ твердых радиоактивных отходов (ХТРО);

Ленинградской атомной электростанции (ЛАЭС) с комплексом хранилищ радиоактивных отходов (ХЖО);

Научно-исследовательского технологического института имени А.П. Александрова (НИТИ), включая участки строящихся в составе НИТИ испытательных комплексов;

территория, прогнозируемая для размещения регионального хра нилища радиоактивных отходов в кембрийских глинах.

Выполненные работы объединяли локальный и региональный масштабы исследований. Наряду с подробным анализом аспектов качества грунтовых вод на территории промышленной зоны г. Сосно вый Бор произведена оценка потенциального влияния атомно-промыш ленного комплекса на одно из уникальных месторождений подземных вод, связанных с Ижорским плато. Сделана попытка увязки радиоэколо гических и гидрогеоэкологических исследований природных сред, со пряженных с подземной гидросферой (почвы, растительность, пресные и морские воды). Для этого разработана и реализована в компьютерном варианте база данных с картографической поддержкой (на базе про граммного комплекса MapInfo).

Авторы настоящего издания полагают, что результаты работы мо гут вызвать определенный интерес не только специалистов ведомствен ных организаций, непосредственно связанных с эксплуатацией и проек тированием объектов атомного комплекса, но и общественности. По этому отдельные ее разделы дополнены комментариями общего харак тера, позволяющими дать объективную оценку воздействия производ ственной деятельности на подземную гидросферу. В то же время на стоящая работа лишь в незначительной степени затрагивает вопросы оценки радиационного риска от потенциальных аварий на объектах атомно-промышленного комплекса.

При изложении материала авторы исходили из необходимости де тального представления фактического материала (прежде всего данных мониторинга), а также подробного описания результатов опытных работ и экспериментальных методик, чтобы заинтересованные читатели могли использовать их в качестве основы для альтернативной интерпретации.

При написании отдельных разделов авторы использовали научные и технические отчеты (не имеющие ограничений по «открытому» дос тупу) ряда организаций, находящиеся в их фондах и фонде Отдела при родопользования и экологической безопасности мэрии г. Сосновый Бор.

Авторы благодарят специалистов ряда организаций: Н.Б. Мале ванную (мэрия г. Сосновый Бор), А.В. Череповского, В.Н. Лобанова, М.А. Шевченко (Центр Госсанэпиднадзора №38 ФУ «Медбиоэкс трем»), Е.М. Мартынова, А.П. Мочалова, Б.А. Каратаева, А.А. Игна това, Г.В. Новикову (ЛСК «Радон»), А.А. Ефимова, Г.Г. Леонтьева, А.М. Алешина, В.Б. Гайко (НИТИ им. А.П. Александрова), Е.П. Козлова, А.Г. Мохначева (ЛАЭС), Ю.В. Николаева (ФГУ СЗ РФГИ), А.В. Кома рова, А.С. Возняковского (ГУГП «Геомониторинг»), В.Н. Озябкина, С.В. Озябкина (научно-исследовательская группа СОФДЭК, СПбГУ), Э.П. Яхнина (ГГП «Севзапгеология»), Б.М. Касьянова (НПО Радиевый институт им.В.Г. Хлопина), В.Т. Сорокина, А.Л. Федорова (ВНИПИЭТ) – за поддержку данной работы, консультации и предоставленные мате риалы, а также Л.Д. Блинову и В.Н. Душина (НПО Радиевый инсти тут) за ряд критических замечаний, высказанных при ознакомлении с рукописью книги.

Авторы также весьма признательны за помощь в проведении лабо раторных и полевых исследований М.П. Глуховой, Н.В. Черноморовой, Е.П. Каймин, Е.В. Захаровой, А.И. Короткову, К.В. Титову, Т.Н. Нижа радзе, Ф.Г. Атрощенко, Л.Л. Павленко и К.А. Соловейчику.

Авторы особенно благодарны начальнику Управления ресурсов подземных вод, геоэкологии и мониторинга геологической среды МПР РФ М.В. Кочеткову за постоянное внимание к работе, проводившейся в рамках программы Государственного мониторинга состояния недр на территории Российской Федерации и ее континентального шельфа, и поддержку, без которой она вряд ли могла быть осуществлена.

Отдельные направления исследований развивались при частичной финансовой поддержке отечественных и зарубежных фондов: РФФИ (грант № 00-05-65180), Швейцарского научного фонда (Swiss National Science Foundation, грант № 7SUPJ062261), INTAS (грант № 99 01810), МНТЦ (проект № 1565, грант № RSS 1645/2000).

Глава 1. КРАТКАЯ ГЕОЛОГО-ГИДРОГЕОЛОГИЧЕ СКАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАЙОНА Исследуемый район расположен на южном побережье Финского залива (рис. 1.1). В пределах примыкающей к заливу полосы шириной 15–25 км располагается Предглинтовая низменность. На юго-востоке низменность ограничена Балтийско-Ладожским уступом (глинтом), рас сеченным долинами ряда водотоков. За уступом глинта простирается Ижорское плато.

Сосновый Бор ЛАЭС А ЛСК “Радон” НИТИ lm 121 117 110 1048-34, 104, ln 1 Тайцы Vkt р. Систа 1057- 1038,41 77, 1042- 1016- 1042 1016- А 1003, Карстолово Котлы 11 ПИЯФ Б 1011 Кикерено Волосово Б 0 4 8 10 км Б Рис.1.1. Общая гидрогеологическая схема района работ.

Водоносные горизонты и комплексы: О – ордовикский водоносный комплекс, Є–О – кем бро-ордовикский водоносный горизонт, Є1 – нижнекембрийский водоупор, Є1lm – ломо носовский водоносный горизонт, Vkt – котлинский водоупор, – линия глинта.

Гидроизогипсы и пьезоизогипсы: – ордовикского водоносного комплекса, – ломоносовского горизонта;

А—Б – линия гидрогеологического разреза.

д р.

К о в а m l ш и а к р а а г р к.

н Ч л е и р е н а р р я.

т Ш В о.

С р о.

р н к р а О m l а й у С.

р ж е д е р О.

р Реки рассматриваемой территории берут начало в краевой части Ижорского плато и впадают в Финский залив. Они маловодны, их гид рологический режим целиком зависит от гидрометеорологических фак торов.

На Предглинтовой низменности расположена серия озер. Наиболее крупные из них образуют меридионально вытянутую единую систему (Копанское – Глубокое – Бабинское).

В геологическом плане рассматриваемая территория расположена на северо-восточном борту Московской синеклизы. Осадочные породы общей мощностью до 400–450 м залегают на кристаллическом фунда менте, полого погружаясь на юго-восток (рис. 1.2).

Нижняя часть осадочного чехла представлена котлинским гори зонтом венда. В основании горизонта залегает нижнекотлинский водо носный горизонт, сложенный песчаниками и имеющий повсеместное распространение. Подробное рассмотрение его здесь нецелесообразно по двум причинам. Во-первых, на рассматриваемой территории он практически не используется из-за значительной минерализации вод, превышающей 1 г/л;

во-вторых, горизонт расположен на значительной глубине под мощной толщей глин, т.е. надежно защищен от загрязне ния. Верхняя часть котлинского горизонта сложена глинами и аргилли тами, мощностью до 60 м.

Кембрийская система представлена терригенными образованиями нижнего отдела. Разрез начинается песками и слабосцементированными песчаниками на глинистом цементе ломоносовского водоносного гори зонта. Горизонт выходит под четвертичные отложения узкой полосой на Предглинтовой низменности и распространяется на запад и юго-за пад от этой полосы (см. рис. 1.1). Мощность горизонта – 1,5–40 м;

ко эффициент фильтрации составляет в среднем 2 м/сут (от 0,2 м/сут в пос.

Муховицы до 5,3 м/сут в пос. Котлы) [10, 11, 66, 81]. Воды преимуще ственно напорные. В северной и северо-восточной частях района в не посредственной близости от площадки пьезометрическая поверхность имеет уклон в сторону Финского залива (рис. 1.2), куда происходит со вместная разгрузка вод ломоносовского и четвертичного горизонтов.

Естественно, что в узкой прибрежной полосе эти горизонты могут рас сматриваться как единый водоносный комплекс (горизонт). В юго-за падной части на границе 30-километровой зоны (в районе пос. Котлы– Великино) происходит инверсия регионального фильтрационного по тока, обусловленная эксплуатацией водозаборных скважин на ломоно совский водоносный горизонт. Водопроводимость горизонта на данном участке (пос. Котлы) составляет 50–60 м2/cут [66].

Рис. 1.2. Схематический гидрогеологический разрез.

1 – водоносный горизонт четвертичных отложений;

2 – водоносный горизонт ордовикских отложений;

3 – водоносный горизонт верхнего–нижнего кембрия;

4 – лонтоваская свита нижнего кембрия (водоупор);

5 – ломоносовский водоносный горизонт;

6 – верхнекотлин ский горизонт венда (водоупор);

7 – 9 – Vkt2: 7 – перекрывающие водоупоры котлинского водоносного комплекса, 8 – нижнекотлинский водоносный горизонт, 9 – стрельнинский водоносный горизонт;

10 – архей-протерозойский водоносный горизонт;

11 – уровень подземных вод ордовикского водоносного горизонта;

12 – уровень подземных вод ломо- носовского водоносного горизонта;

13 – источник.

К юго-западу от полосы выхода пород ломоносовского горизонта под четвертичные отложения в кровле горизонта залегает толща кем брийских лонтоваских (часто из-за своего цвета называемых «синими») глин, мощность которых постепенно увеличивается от 2–10 м в зоне размыва до 100–200 м в юго-западной части территории.

Завершается разрез кембрия слабосцементированными глини стыми песчаниками люкатинского и тискретского горизонтов (мощно стью 5–15 м). Вместе с железистыми песчаниками тосненской свиты пакерортского горизонта нижнего отдела ордовикской свиты (мощность отложений 10–15 м), они образуют кембро-ордовикский водоносный горизонт, который распространен на территории Ижорского плато и выходит на поверхность узкой полосой в основании глинта, являю щейся для него областью разгрузки, что фиксируется по карте пьезоизо гипс (рис. 1.1) и по многочисленным источникам в основании глинта (рис. 1.1, 1.2). Водопроводимость горизонта 20–300 м2/сут [10, 29]. Во ды в основном напорные;

безнапорный режим формируется лишь в не посредственной близости от глинта.

Выше залегают диктианемовые сланцы нагорской свиты и пре имущественно глинистые породы леэтской свиты. Совместно они пред ставляют собой водоупорный слой мощностью до 5 м, разделяющий кембро-ордовикский водоносный горизонт и располагающийся выше ордовикский водоносный горизонт. Оба горизонта по площади распро странения практически совпадают, однако ордовикский водоносный горизонт залегает непосредственно под четвертичными отложениями.

Водовмещающими породами для него являются трещиноватые и закар стованные известняки и доломиты. Воды в основном безнапорные. Глу бина залегания уровня воды от 20–25 м в центре плато (пос. Бегуницы) до 1–5 м у глинта. Горные породы обладают неоднородными фильтра ционными свойствами по вертикали, что связано с неравномерной тре щиноватостью. Наиболее проницаемыми являются породы, залегающие в верхней части, мощность которой изменяется от 30 до 80 м [1]. Коэф фициенты фильтрации в верхней зоне – 200 м/сут и выше. Средняя зона ордовикского горизонта мощностью до 50 м в центральной части плато имеет коэффициент фильтрации 20–25 м/сут, в отдельных случаях до 55–60 м/сут. Нижняя зона известняков, мощность которой в южной час ти плато достигает 40–50 м, обладает низкими фильтрационными свой ствами: коэффициенты фильтрации изменяются от 0,1 до 5 м/сут [1, 10].

Питание горизонта инфильтрационное, разгрузка осуществляется в на правлении от центра плато к периферии (рис. 1.1), где по линии глинта отмечаются многочисленные нисходящие источники.

Четвертичные отложения представлены осташковским и голоце новым горизонтами. Мощность их колеблется от 1,5–2,0 м до 50 м.

Наибольшие значения характерны для древних долин Предглинтовой низменности. В голоценовом горизонте выделяются отложения озер ного, морского, аллювиального, болотного, эолового и техногенного происхождения, представленные песками, супесями, суглинками и тор фами, часто не выдержанными в плане и разрезе. Осташковские отло жения состоят из комплекса надморенных отложений (пески, супеси, ленточные глины) водного и водно-ледникового генезиса, двух сугли нистых морен (лужской и вепсовско-крестецкой стадий) и разделяющих их песков с прослоями суглинков и глин водно-ледникового генезиса.

В гидрогеологическом плане выделяются надморенный водонос ный горизонт грунтовых вод, включающий в себя проницаемые породы голоценового и верхней части осташковского горизонтов, и межморен ный водоносный горизонт, выделяющийся под лужской мореной на Предглинтовой низменности. Мощность водовмещающих пород изме няется от 1 до 20–30 м. Глубина залегания уровня грунтовых вод со ставляет, как правило, около 1,5 м, увеличиваясь иногда до нескольких метров. Коэффициенты фильтрации водовмещающих пород довольно низкие: от сотых долей до первых единиц метров в сутки. Уровенная поверхность тесно связана с рельефом и гидросетью [66].

Глава 2. ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА ОСНОВНЫХ ИСТОЧНИКОВ СУЩЕСТВУЮЩЕГО И ПОТЕНЦИАЛЬНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД. ПРЕДВАРИТЕЛЬНЫЙ АНАЛИЗ АВАРИЙНЫХ СИТУАЦИЙ 2.1. ПЕРЕЧЕНЬ ОСНОВНЫХ ОБЪЕКТОВ Источники загрязнения экосистем района условно подразделяются на две основные группы:

– предприятия атомно-промышленного комплекса г. Сосновый Бор, компактно сосредоточенные на незначительной территории (про мышленная зона);

– агрохозяйственные и животноводческие комплексы, рассосредо точенные по площади водосборного бассейна (зона наблюдения радиу сом 30 км).

Первая группа источников воздействует на радиационный, тепло вой и химический режимы природных сред. Вторая группа влияет глав ным образом на загрязнение водных систем и почв органическими от ходами, пестицидами и биогенными элементами. В последние годы в связи с экономической перестройкой интенсивность влияния коллек тивных агроживотноводческих комплексов на природную среду за метно снизилась.

Рис. 2.1. Схема расположения объектов атомно-промышленного комплекса, совмещенная с картой гидроизогипс грунтового водоносного горизонта (пунктирные линии).

Цифры – абс. отметки, м;

I – I и II очереди ЛАЭС, II – ХЖО ЛАЭС, III – ЛСК «Радон», IV – НИТИ (IVа – стенды НПЦ АЭ;

IVб – головной энергоблок), Основными источниками первой группы – источниками радиаци онного риска для населения и окружающей среды региона г. Сосновый Бор, являются (рис. 2.1):

1. Ленинградская АЭС с 4 реакторами типа РБМК-1000 и всей транспортно-технологической инфраструктурой, обеспечивающей дос тавку и хранение ядерного топлива, хранение отработавшего ядерного топлива, обращение с радиоактивными отходами (РАО).

2. Научно-исследовательский технологический институт имени А.П. Александрова (НИТИ) с комплексом экспериментальных реактор ных установок, в составе которого строится Научно-промышленный центр атомной энергетики, включающий головной энергоблок нового поколения ВВЭР-640 и крупномасштабные стенды, в их числе стенд тяжелых аварий.

3. Ленинградский спецкомбинат «Радон» – предприятие по сбору, переработке и хранению РАО Северо-Западного региона РФ, включая Санкт-Петербург, Ленинградскую область и г. Сосновый Бор.

С точки зрения текущего и потенциального загрязнения подземной гидросферы следует особо выделить следующие объекты, относящиеся к хранилищам РАО:

1. Действующие и законсервированные временные хранилища твердых РАО ЛСК «Радон».

2. Действующее временное хранилище жидких РАО (ХЖО) ЛАЭС.

3. Проектируемый региональный могильник в толще кембрийских глин.

Следует упомянуть и еще об одном предприятии, связанном с пе реработкой и компактированием металлических РАО, – ЗАО «ЭКО МЕТ-С», расположенном на территории ЛСК «Радон» и ХЖО ЛАЭС.

Новое производство находится под постоянным вниманием органов управления и общественности г. Сосновый Бор. Поэтому данное пред приятие также является предметом рассмотрения по оценке радио активного воздействия на природную среду (см. разд. 2.7).

При характеристике радиационного и химического загрязнения территории необходимо учитывать и ряд дополнительных источников воздействия на окружающую среду, например, связанных с выпадением радиоактивных веществ вследствие Чернобыльской аварии.

2.2. ЛЕНСПЕЦКОМБИНАТ «РАДОН» 2.2.1. Общие сведения о предприятии ЛСК «Радон» является природоохранным предприятием, обеспе чивающим сбор, транспортировку, переработку, кондиционирование и долговременное хранение РАО. Проектная санитарно-защитная зона предприятия – 1 км (поглощена санитарно-защитными зонами ЛАЭС и НИТИ). Удаление ЛСК от береговой линии Копорской губы – 0,9 км.

Первая очередь ЛСК (в том числе хранилища твердых и жидких РАО) введена в эксплуатацию в 1962 г. С тех пор введено в эксплуата цию более 15 хранилищ различного назначения, бльшая часть из них полностью загружена и законсервирована. Общий объем РАО, приня тых на долговременное хранение, превышает 60 тыс. м3. Более предприятий обслуживаемого региона являются постоянными постав щиками РАО ЛСК «Радон». Более половины накопленных по объему отходов обусловлены деятельностью предприятий г. Сосновый Бор, в частности ЛАЭС. В то же время активность принятых отходов более чем на 90% определяется поставщиками, расположенными за пределами г. Сосновый Бор.

Номенклатура отработавших источников ионизирующих излуче ний (ИИИ), составляющих бльшую часть активности, поступающей на ЛСК, состоит из 56 радионуклидов: от трития до калифорния-252. Годо вое поступление их порядка 1·1015 Бк;

при этом на долю Ir прихо дится до 70%, 60Co – порядка 25%, 137Cs – менее 0,5%. Суммарная ак тивность ИИИ, накопленных за 40 лет и с учетом их распада, составляет около 3·1015 Бк, из них около 40% – 137Cs и 25% – 60Co [48].

Предприятие с 1983 г. не имеет организованных сбросов техноло гических сточных вод, поэтому основное воздействие (фактическое и потенциальное) на окружающую среду связывается:

– с поступлением радионуклидов от временных хранилищ твердых РАО (ТРО) в грунтовые воды при нарушении условий хранения;

– с выбросом в атмосферу газов и аэрозолей, образующихся в тех нологических циклах;

– со смывом радиоактивных выпадений с промплощадки в откры тую гидрографическую сеть.

В процессе эксплуатации отдельных приповерхностных хранилищ ТРО был выявлен факт делокализации радионуклидов [69]. Основными причинами, приведшими к выходу радионуклидов из хранилищ и за грязнению грунтовых вод на промплощадке, являлись:

– конструктивные недостатки проекта хранилищ, не исключающие попадание и накопление в них атмосферных осадков;

строительные не доделки, в частности, некачественное выполнение гидроизоляции пере крытий хранилищ;

– подтопление днища хранилищ в результате высокого сезонного уровня грунтовых вод (особенно в период таяния снежного покрова);

– поступление воды в каньоны хранилищ при тушении пожаров в результате самовозгорания отходов (1976, 1979 гг.);

– физическое старение основных конструкций хранилищ ТРО.

Практически с первых лет эксплуатации предприятия стали оче видны и другие недостатки проектной технологической схемы обраще ния с радиоактивными отходами. Применительно к жидким РАО (ЖРО) – отсутствие заключительной стадии: отверждение концентратов (пульп и кубовых остатков);

применительно к ТРО – отсутствие на начальном периоде эксплуатации термической переработки горючих смешанных и биологических отходов и заполнение отсеков хранилищ навальным способом (отсюда и самовозгорание отходов, и вымывание радионукли дов при попадании воды в отсеки хранилищ). С сегодняшних позиций можно констатировать, что совместное хранение горючих и негорючих ТРО в хранилищах «открытого типа» не отвечало современной много барьерной концепции безопасного хранения отходов.

Параллельно реконструкции технологических установок, начатой в 1975 г., с 1990 г. осуществлялась программа компенсирующих техни ческих решений по защите хранилищ от атмосферных осадков (покры тие стен гидрофобными составами, оборудование дополнительной кров ли над перекрытиями хранилищ и т.д.), а также проводились работы по реконструкции предприятия.

Эти работы включали: создание хранилищ ТРО с перегрузочным устройством и пе редвижной установкой цементирования;

создание и экплуатацию установки битумирова ния с хранилищем битумного компаунда;

замену аварийных емкостей ЖРО;

расширение технологической части участка перезарядки ИИИ;

расширение технологической части пункта дезактивации;

механизацию очистки технологических емкостей от иловых отло жений;

реконструкцию котельной и некоторые другие.

Особое внимание уделялось локализации загрязнения грунтовых вод и реабилитации территории вблизи хранилищ. Для этого, в частно сти, были выполнены дренажные мероприятия по понижению уровня грунтовых вод с целью предотвращения их загрязнения.

2.2.2. Результаты изучения состава жидкой фазы хранилищ ТРО Исследование качественного и количественного составов радио нуклидов в остаточных растворах хранилищ ТРО дает важную инфор мацию для оценки запаса потенциальной активности, которая при не благоприятных условиях (полном или частичном разрушении барьеров хранилищ) может оказаться в грунтовых водах. Кроме того, эти данные можно рассматривать в качестве исходных (консервативная оценка) при прогнозе миграции радионуклидов от конкретных зданий ХТРО.

В 1998–1999 гг. были произведены отборы проб жидкой фазы хра нилищ ТРО (растворов выщелачивания радионуклидов), находящихся в каньонах хранилищ (табл. 2.1, рис. 3.4). Взвешенная фракция проб от делялась от растворов фильтрацией через «синюю» ленту. Анализу под вергался только фильтрат проб. Состав - и -излучающих радионукли дов в жидкой фракции хранилищ представлен тритием (3H), изотопами цезия (137Cs, 134Cs) и стронцием (90Sr). Концентрации 134Cs более чем на 3 порядка ниже концентраций 137Cs, что свидетельствует о формирова нии активности растворов выщелачивания под влиянием «старых» от ходов. В растворах выщелачивания практически отсутствует 60Co (ниже предела обнаружения). Для наглядности уровни активности основных дозообразующих радионуклидов в выщелатах сопоставлены с уровнями вмешательства для населения по питьевой воде (УВвода – по НРБ-99):

Н : 15,0·104 4,0·107 Бк/л – от 19 до 4810 УВвода;

Sr : 0,6 8,5·103 Бк/л – от 11 до 1700 УВвода;

Cs : 0,5 7,5·104 Бк/л – от 4,5 до 6730 УВвода.

Анализ этих данных показывает, что уровни активностей долго живущих радионуклидов достаточно высокие. Особых различий в кон центрациях радионуклидов по данным опробований 1998 и 1999 гг. не установлено. Учитывая затухающий характер загрязнения в водоносном горизонте, можно сделать предварительный вывод о достаточной степе ни изолированности грунтовых вод от источника загрязнения.

В то же время факт появления в нижней части хранилищ ТРО во ды, несмотря на ее периодическую откачку, может свидетельствовать об остаточном водовыделении за счет влагоемкости отходов и перетекания воды из глубинных отсеков (откачка воды из них технически за труднена). Теоретически не исключается и подтопление хранилищ через фундаментную плиту в случае нарушения ее герметичности при строи тельстве или в процессе эксплуатации.

Об эффективности хранилищ как защитных барьеров можно су дить, исходя из данных табл. 2.2. Так, сравнение максимальных уровней активности радиоцезия в каньонах хранилищ и скважинах показывает существенное (на 2–3 порядка) различие между концентрациями радио нуклида в растворах выщелачивания и подземных водах. По другим, более миграционноспособным, радионуклидам защитные функции хра нилищ проявляются в меньшей степени (речь идет о таких радионукли дах, как 90Sr и 3H).

Таблица 2.2. Сопоставление объемных активностей (Бк/л) растворов хранилищ и грунтовых вод, отобранных из наблюдательных скважин по периметру хранилищ 3 137 Параметр Н Cs Sr Максимальные значения в хранилищах (1998–1999 гг.) 3,7·107 7,4·104 8,5· Средние значения в хранилищах (1998–1999 гг.) 8,1·106 10,7·103 21,5· Максимальные значения в скважинах (1990–1991 гг.) 3,7·107 6,7·102 4,4· Максимальные значения в скважинах (1998–1999 гг.) 18,5·106 88,8 9,3· 2.2.3. Радиоактивное загрязнение подземных вод Детальному анализу проблемы загрязнения грунтовых вод участка ЛСК посвящен раздел 3.3.1. Здесь приведены лишь самые общие сведе ния.

Из-за происходившего в течение ряда лет поступления радионук лидов от старых приповерхностных хранилищ ТРО грунтовые воды на территории ЛСК подверглись радиоактивному загрязнению. Факты по вышения радиоактивности грунтовой воды отмечались уже через 2– 5 лет после ввода хранилищ в конце 1960-х – начале 1970-х годов в экс плуатацию. Наиболее обширные исследования радиационного загрязне ния грунтовых вод в промышленной зоне г. Сосновый Бор проводились до и в период экологической экспертизы региона, инициированной ор ганами управления города и руководством Минатома в начале 1990-х годов [63, 69, 80, 82]. Эти работы проводились ведущими организа циями Санкт-Петербурга: НПО «Радиевый институт», ВО ВНИПИЭТ, ГГП «Севзапгеология». С 1996 г. сотрудниками МНЦ гидрогеоэкологии СПбГУ совместно со службами радиационного контроля природной среды ЛСК «Радон» и НИТИ были продолжены исследования воздейст вия текущего радиационного состояния хранилищ на подземную гидро сферу Сосновоборского региона. Резюмируя результаты проведенных исследований мониторингового характера вышеперечисленных органи заций и режимные наблюдения ЛСК «Радон» более чем за 30-летний период, отметим следующее.

Основные радионуклиды, поступившие в грунтовую воду промп лощадки ЛСК, – 3Н, 90Sr, 137Cs. Остальные радионуклиды (125Sb, 60Со и др.) присутствовали в грунтовых водах со значительно более низкой максимальной объемной активностью (в пределах 4–30 Бк/л). Радиохи мический анализ воды, проведенный в 1990 г. из наиболее загрязненной скважины, позволил определить объемную активность 239,240Pu. Она со ставила не более 0,5 Бк/л [69].

К числу наиболее опасных источников загрязнения следует отне сти протечки из зданий 668, 668А и 57. Менее значим, но вполне ося заем вклад утечек из зданий 462, 465 и 468Б (см. схему расположения зданий на рис. 3.7).

Максимальные концентрации основных радионуклидов, обнару женные в пробах грунтовой воды из скважин вблизи хранилищ, прихо дятся на начало 1990 г. и составляли:

H : 4·107 Бк/л (1,1·10-3 Ки/л) – 5200 УВвода;

Sr : 5·103 Бк/л (1,4·10-7 Ки/л) – 1000 УВвода;

Cs : 650 Бк/л (1,8·10-8 Ки/л) – 59 УВвода (более подробно данные режимных наблюдений анализируются в разд.

3.3.1).

Гидрологические условия промплощадки ЛСК характеризуются наличием грунтовых вод, развитых повсеместно на глубинах, превы шающих 1,0–2,5 м. Между водами современных (четвертичных) отло жений и кембрийских отложений существует обмен, так как вмещаю щие породы не обладают водоупорными свойствами. Радиоактивное загрязнение грунтовых вод вблизи хранилищ ТРО ЛСК фиксируется не только в четвертичном водоносном горизонте, но и в более глубоких зонах разреза – в ломоносовском водоносном горизонте.

Пути поступления радионуклидов в грунтовые воды: 1) проникно вение атмосферных осадков в хранилища, не оборудованные кровлей, – контакт воды с твердыми отходами (напрямую или через неплотные упаковки) – выщелачивание радионуклидов из матрицы отходов – пере ход в водную фазу – поступление в грунт через негерметичные конст рукции хранилищ;

2) подтопление фундамента хранилища при измене нии уровня грунтовых вод.

В целом гидрогеологические условия площадки неблагоприятные, в частности, из-за высокого уровня грунтовых вод. С целью предотвра щения контакта отходов с подземными водами на комбинате осуществ лен и выполняется комплекс инженерно-технических мероприятий:

– оборудование кровли над хранилищами;

– гидроизоляция стен хранилищ, выемка грунта по периметру, оборудование глиняного замка;

– понижение уровня грунтовых вод;

– откачка воды из хранилищ и ее очистка от радионуклидов.

Выполненные мероприятия привели к снижению поступления ра дионуклидов в подземную гидросферу, что подтверждается временной динамикой концентрации трития в грунтовых водах (данные ЛСК – см.

разд. 3.3.1). Общее же количество радионуклидов, поступивших на промплощадку комбината (по данным на 1996 г.), ориентировочно оце ниваются: 137Cs – 10 ГБк (0,3 Ки), 90Sr – 740 ГБк (20 Ки), 3H – 1·105 ГБк (3000 Ки).

По данным [4] в 1997 г. отмечено возрастание на порядок (по срав нению с 1991 г.) концентраций 90Sr в отдельных, достаточно удаленных от источника скважин. Однако данные еженедельных замеров активно сти грунтовой воды в скважинах в непосредственной близости источ ника – ХТРО ЛСК не подтверждают факт повышения концентрации радиостронция: отмечаются лишь его сезонные колебания на фоне об щего спада активности. В прибрежной зоне водоема-охладителя ЛАЭС (Копорская губа Финского залива) в местах наиболее вероятной раз грузки грунтовых вод не обнаруживается значимого повышения актив ности 90Sr и 137Cs ни в одной из природных компонентах акватории.

Таким образом, на фоне остаточного радиоактивного загрязнения водоема-охладителя от чернобыльского «следа» и локального влияния сбросов ЛАЭС, влияние эксплуатации временных хранилищ Ленспец комбината на водоем-охладитель не обнаруживается. Радиоактивность воды и донных отложений водоема-охладителя обусловлена главным образом Cs чернобыльского происхождения и глобальным загрязне нием 90Sr.

В водорослях прибрежной зоны Копорской губы, в районе сбросных каналов пред приятий (ЛАЭС и НИТИ) часто регистрируются коррозионные элементы: 60Cо и 54Мn в концентрациях от 3 до 210 Бк/кг воздушно-сухой массы [4] (данные усреднены за 1987– 1997 гг.). Остальные радионуклиды (65Zn, Zr, 45Nb, 106Ru и др.) присутствуют в водных растениях значительно реже и, как правило, в более низких концентрациях.

Радиационно-гигиенические оценки показывают, что радиоактивность воды в рай оне сбросных каналов предприятий находится на безопасном уровне [78]. Например, от сбросов НИТИ в 2000 г. перорально через рыбную пищевую цепочку житель г. Сосновый Бор при потреблении рыбной продукции из водоема-охладителя мог получить эффектив ную дозу порядка 100 пЗв/год. Эти уровни пренебрежимо малы по сравнению с основным дозовым пределом в 1 мЗв/год, регламентированным федеральными нормами радиацион ной безопасности (НРБ-99) для лиц из населения. За весь период существования станции на потребление морепродуктов из водоема-охладителя ЛАЭС никаких ограничений не накладывалось.

2.2.4. Радиоактивные выбросы предприятия при нормальном режиме эксплуатации Газоаэрозольные выбросы в атмосферу от технологических участ ков комбината продуцируются рядом источников. Основными из них являются: цех дезактивации, печи сжигания горючих твердых, жидких и биологических отходов, градирня, установка битумирования ЖРО, хра нилища ТРО. Высота источников выбросов не превышает 26 м. Перед выбросом воздух очищается на аэрозольных фильтрах. По данным 2001 г. поступление суммарной активности -излучающих радионукли дов от основных технологических зданий Спецкомбината в воздушную среду промплощадки равно 3,5·107 Бк/год, суммарной активности -излучающих радионуклидов – 7,1·106 Бк/год, активность трития – 6,0·1011 Бк/год. Эти выбросы составляют 0,7% (), 11,0% () и 4,9% (3Н) от контрольных нормативов предприятия.

Анализ показал [64], что техногенная радиоактивность аэрозолей приземного воздуха на территории ЛСК практически полностью фор мируется за счет влияния выбросов ЛАЭС. Концентрация радио нуклидов в тысячи и десятки тысяч раз ниже предельно допустимых.

Вклад ЛСК в формирование радиоактивности аэрозолей атмосферного воздуха санитарно-защитной зоны (СЗЗ), определенный по отношению мощности выбросов из источников, не превышает 1–2% относительно ЛАЭС. Уровень радиоактивности почвы и растительности на промпло щадке и в санитарно-защитной зоне ЛСК не отличается от уровней, ха рактерных для 30-километровой зоны наблюдения ЛАЭС.

2.2.5. Транспортирование РАО в регионе и потенциальные аварии Через рассматриваемый район проходят пути транспортирования радиоактивных веществ от предприятий и организаций Северо-Запада России для переработки и долговременного хранения на ЛСК «Радон».

Транспортировка радиоактивных веществ как в жидком, так и в твердом виде осуществляется специализированным автотранспортом ЛСК «Радон» в соответствии с «Правилами безопасности при транспор тировке радиоактивных веществ (ПБТРВ-73)» и «Правилами передачи РАО от предприятий и учереждений в ЛСК «Радон» (РАО-2000)».

Твердые РАО вывозятся автомашинами в транспортных контейнерах. Кроме того, транспортируются источники ионизирующих излучений в транспортных защитных кон тейнерах, как для захоронения, так и для перезарядки. Слабоактивные отходы могут транспортироваться в нестандартных герметических упаковках. Жидкие РАО перевозятся автомашинами с кузовом из нержавеющей стали, в который установлена цистерна емко стью 2,8 м3. При транспортировке допустимый уровень мощности дозы от упаковки РАО или другой наружной точки спецтранспорта не должна превышать 2мЗв/ч.

Прогнозируемые виды транспортных аварий связаны с опрокидыванием автомо биля, сопровождающимся различной степенью разгерметизации контейнеров [67]. Наибо лее опасными являются случаи с разгерметизацией контейнеров, сопровождающейся возгоранием отходов.

При авариях основную радиационную опасность представляет возможная разгер метизация контейнеров и упаковок с высокоактивными РАО. Следствием этого будет загрязнение объектов окружающей среды. Начальное загрязнение будет иметь локальный масштаб. Распространение загрязнения (в случае непринятия оперативных мер по дезак тивации пятна загрязнения) может привести к облучению населения за счет внешнего излучения от поверхности земли, ингаляции, потребления загрязненной воды и агропро дукции и др.

За весь период транспортировки РАО в регионе зафиксированы два происшествия (падение контейнера без разгерметизации и локаль ное загрязнение места аварии от разлива ЖРО) без значимых радиаци онных последствий для окружающей среды и населения.

2.3. О НЕКОТОРЫХ ПРОЕКТНЫХ РЕШЕНИЯХ ПО СОЗДАНИЮ НОВОГО ХРАНИЛИЩА РАО В настоящее время наземные хранилища радиоактивных отходов, входящие в состав ЛСК «Радон», практически исчерпали свои ресурсы.

В связи с потенциальной проблемой окончательного удаления отходов от ряда организаций региона (например, НПО «ГИПХ», объекты ВМФ и др.), а также в случае снятия с эксплуатации ядерно- и радиационно опасных объектов (ПИЯФ, НИТИ, ЛАЭС) рассматривается вопрос строительства регионального могильника («вечное» захоронение РАО), в том числе изучается возможность строительства подземного регио нального хранилища в Ленинградской области, где будут складиро ваться как существующие РАО (в том числе частично с ЛСК «Радон»), так и РАО, образовавшиеся к тому времени.

В Федеральной целевой программе «Обращение с РАО и ОЯМ (отработанные ядерные материалы), их утилизация и захоронение на 1996–2005 гг.» обозначена проблема создания в нашем регионе Северо Западного Центра обращения с РАО (на базе ЛСК «Радон»). Региональ ный могильник должен входить в состав данного Центра. Для разра ботки технико-экономического обоснования его создания через про грамму TASIS были привлечены фирмы стран Западной Европы. В ре зультате тендера работу выполнил консорциум в составе: SGN – Фран ция, AEAT – Великобритания, IVO – Финляндия и ВНИПИЭТ – Россия.

Одним из результатов этой работы является разработка эскизного про екта регионального хранилища для окончательного захоронения низко- и среднеактивных твердых РАО и в качестве альтернативы, предложе ние по строительству наземного обвалованного хранилища.

Анализ геологических объектов, благоприятных для подземного хранения РАО, был выполнен совместно специалистами ПГО «Невск геология» и ВНИПИЭТ [73, 77]. Геологическое тело, предназначенное для строительства, должно удовлетворять ряду требований, главными среди которых являются низкая проницаемость и стабильность текто нической обстановки.

Такими геологическими объектами, расположенными в окрестно стях Санкт-Петербурга и удовлетворяющими указанным требованиям, являются лонтоваские (так называемые «синие») глины кембрийского возраста и верхнекотлинские глины венда (см. разд. 4.5.1).

В ходе предпроектных исследований, выполненных специали стами ВНИПИЭТ для строительства хранилища РАО в синих глинах, был выбран участок, расположенный в пределах Балтийско-Ладожского глинта в 4 км к северо-востоку от пос. Копорье (рис. 2.2). Xранилище предполагается расположить на глубине около 100 м от поверхности известнякового уступа;

основные горные выработки будут на отметках 40 м выше уровня моря [84]. Предполагаемое время существования мо гильника – несколько сотен лет. Общая площадь могильника будет составлять 500200 м (рис. 2.3). Хранилище будет включать отдельные каньоны для хранения различных категорий радиоактивных отходов.

Каждая из секций будет иметь соответствующие объемы, площадь, раз личные требования к упаковке радиоактивных отходов и инженерные барьеры, препятствующие выходу радионуклидов в геосферу. Согласно современным требованиям по обеспечению безопасности могильников РАО должна предусматриваться избыточность барьеров безопасности (многобарьерная концепция). Разрабатываемый могильник полностью удовлетворяет этим требованиям.

C Сосновый Пруды Бор Финский залив оз. Лу бенское Проектируемое Глобицы хранилище РАО 0 100 200 300 м Копорье 0 2 4 6 км Рис. 2.3. Схема-«врезка» участка проектируемого 1 2 хранилища РАО в кембрийских глинах.

Рис. 2.2. Общая ситуационная схема расположения района работ.

1 – автомобильные дороги;

2 – железная дорога;

3 – участок проектируемого хранилища РАО;

4 – линия глинта.

р.

Л у б е н с к а я р.

В о р о н к а р.

К о п о р к а Первым барьером для различных видов отходов является матрица. Ко второму – относятся первоначальные упаковки РАО: стальные контейнеры, отходы в которых по мещаются в цементные или битумные матрицы, что будет способствовать длительной консервации радионуклидов. Следующим барьером является само инженерное сооруже ние – бетонные конструкции каньонов и хранилища. Дополнительным барьером служат «тампонирующие» материалы-заполнители каньонов, которые будут способствовать ак тивизации процессов сорбции радионуклидов, например, бентонит. Последним барьером является геологическая среда (в нашем регионе – глинистые отложения).

При консервации могильника тоннели и шахты будут герметизи роваться, после чего каньоны могут постепенно насыщаться влагой.

Таким образом, не исключен контакт радиоактивных отходов с подзем ными водами.

В могильнике предполагается размещать РАО низкой и средней активности. При длительном хранении РАО с такой удельной активно стью не нужно принимать дополнительных мер безопасности, связан ных с тепловыделением. Радиоактивные отходы будут содержать ра 60 90 134 137 147 226 238 238 239, дионуклиды: Сo, Sr, Cs, Cs, Pm, Ra, U, Pu, Pu, Am и другие. Их ожидаемые суммарные активности приведены в разд. 5.3. При этом необходимо отметить, что, наиболее опасны 241Am, U и 239,240Pu из-за их большого периода полураспада T1/2 (в частности, для 238U T1/2=4,468·109 лет). Такие радионуклиды, как 60Co, 90Sr и 137Cs, в случае аварии к моменту поступления в биосферу к пищевым цепочкам должны распасться до фоновых концентраций.

Как уже отмечалось, заглубленный могильник после его консерва ции неизбежно заполняется водой, поэтому для оценки его надежности следует рассматривать следующие основные пути попадания радионук лидов в биосферу:

– миграция радионуклидов с подземными водами;

– поступление радионуклидов с выделяемыми газами от разложе ния органических веществ и битума;

– высвобождение радиоактивных веществ за счет внешних при родных воздействий (землетрясение, смерч), а также в результате пред намеренного вторжения человека или техники (падение самолета, тер рористический акт и др.).

Основным путем миграции радионуклидов в повседневной экс плуатации и после консервации могильника будет первый путь. Мо дельный анализ аварийных ситуаций на участке проектируемого храни лища представлен в разд. 5.3.

К основному недостатку проекта могильника в кембрийских гли нах можно отнести его размещение над горизонтом пресной питьевой воды, хотя расчеты, выполненные экспертами AEAT при условии одно родности геологической структуры, гарантируют высокую надежность локализации радиоактивных веществ [47].

В развитие концепции создания заглубленного регионального мо гильника предложен другой альтернативный вариант размещения хра нилища в толще вендских глин верхнекотлинского горизонта венда не посредственно под площадкой ЛСК «Радон» [47]. Подобное размеще ние могильника имеет ряд преимуществ социально-экономического порядка. Размещение хранилища на площадке предприятия, занятого работами с РАО, не может вызвать резких протестов населения, и труд ности с землеотводом будут легко преодолены. Работы по строитель ству будут производиться с территории, имеющей развитую инфра структуру. Значительно облегчается и транспортировка РАО от устано вок по кондиционированию до места захоронения.

В геологическом плане пласт верхнекотлинских глин, являющийся подошвой промплощадок ЛАЭС и ЛСК, имеет мощность 80–90 м, а их проницаемость близка к характеристикам кембрийских глин. Препятст вием осуществления данного проекта могут быть неоднородности гли няного массива в виде включений слоев песков и песчаников. Поэтому для окончательного решения необходимы детальные геологические, гидрогеологические и инженерно-геологические изыскания.

2.4. ЛЕНИНГРАДСКАЯ АТОМНАЯ ЭЛЕКТРОСТАНЦИЯ 2.4.1. Общие сведения о предприятии Ленинградская АЭС осуществляет производство тепловой и элек трической энергии за счет создания, поддержания и управления цепной реакции деления ядер урана [20, 45]. В качестве ядерного топлива ис пользуется двуокись урана с обогащением до 2,4% U. Годовая про ектная выработка станции составляет 28 млрд. кВт/ч электроэнергии при коэффициенте использования установленной мощности 79,9%. В состав ЛАЭС входят 4 реакторные установки РБМК-1000, использую щие гетерогенный уран-графитовый канальный реактор кипящего типа.

Как замедлитель применяется графит, как теплоноситель – легкая вода и насыщенный пар.

Суммарная электрическая мощность станции – 4000 МВт. В про цессе работы реакторов образуются радиоактивные вещества и радиоак тивные отходы. Для обеспечения радиационной безопасности на стан ции создана и поддерживается система организационных и технических мер в соответствии с требованиями правил и норм безопасности в атом ной энергетике.

Проектами предусмотрены необходимые барьеры на путях воз можного распространения радиоактивных веществ и контроль целост ности этих барьеров. Процедурами предусмотрены конкретные дейст вия персонала по заглушению реактора в случаях нарушений в его ра боте и работе систем станции. Ведется учет основных и дополнитель ных индивидуальных доз облучения персонала, наличия, количества и места нахождения свежего и отработанного ядерного топлива, твердых и жидких РАО, радиоактивности газообразных выбросов и жидких сбросов [20].

Первый энергоблок ЛАЭС пущен в 1973 г. Проектный срок работы энергоблоков станции 30 лет. Близится срок снятия блоков с эксплуата ции (первый блок – 2003 г., второй – 2005 г.). Однако интенсивно про водимая реконструкция энергоблоков и строительство новых дополни тельных систем безопасности, а также углубленная оценка безопасности после завершения всего объема реконструкции на первом и втором энергоблоках направлены на положительное решение (лицензия) Гос атомнадзора по продлению срока работы энергоблоков I очереди.

Расположение станции вблизи г. Санкт-Петербурга, Финского за лива и границ России предопределяют повышенное внимание работаю щих на станции к вопросам безопасности и охраны окружающей среды.

В 1995 г. введена в эксплуатацию АСКРО – автоматизированная сис тема контроля радиационной обстановки, которая в перспективе будет насчитывать до 29 постов наблюдения, и обеспечит надежный контроль за воздействием станции на население и окружающую среду [15].

Министерством РФ по атомной энергии летом 1999 г. принято ре шение о приоритетном выделении средств в ближайшие годы на сле дующие программы, осуществляемые на ЛАЭС:

– реконструкция энергоблоков I очереди;

– продление срока службы энергоблока № 1;

– разработка проектной и конструкторской документации на ввод замещающих мощностей на базе реактора МКЭР-1000.

По данным Минатома РФ экологическая ситуация на ЛАЭС близ ка к нормативной. Существенных нарушений эксплуатации ядерных реакторов (с точки зрения их безопасности) за весь период эксплуа тации не зафиксировано. Необходимая безопасность хранения ОЯТ, жидких и твердых радиоактивных отходов обеспечена [19].

Согласно ОПБ-88/97 за пять лет до исчерпания проектного срока службы энергоблока атомной станции должна быть разработана про грамма вывода его из эксплуатации. Разработка такой программы за вершена.

В ней проанализированы три варианта вывода первого блока ЛАЭС из эксплуата ции: захоронение блока;

ликвидация блока с немедленным демонтажем реакторных кон струкций;

ликвидация блока с отложенным демонтажем реакторных конструкций. Мето дика оценки каждого из вариантов включала многогрупповую систему критериев и весо вых коэффициентов критериев и их групп. Шкала критериев, балльных оценок и весовых факторов составлена экспертным путем на основе независимого опроса представитель ного ряда экспертов. После проведения анализа рекомендована стратегия вывода из экс плуатации энергоблока по третьему варианту: с отложенным демонтажем реакторных конструкций. Он является в наибольшей степени технически реализуемым, технологиче ски подготовленным и экономически приемлемым [21]. Сдерживающим фактором развер тывания демонтажных работ при выводе энергоблока из эксплуатации служит отсутствие в Северо-Западном регионе могильника для РАО и достаточного количества установок по переработке РАО на ЛАЭС. Одним из возможных решений этих проблем может быть сооружение на территории станции специализированного комплекса по переработке РАО и их организованному хранению.

2.4.2. Потенциальные источники радиационной опасности на ЛАЭС и ретроспективный анализ аварийных ситуаций С точки зрения радиационной безопасности укрупненными потен циальными источниками радиационной опасности являются:

– энергоблоки при авариях и аварийных ситуациях;

– участки обращения и хранения РАО и отработанного ядерного топлива (ОЯТ) (комплекс переработки ЖРО, склад свежего ядерного топлива, хранилище ОЯТ, участок дезактивации, хранилище источни ков ионизирующих излучений).

За весь период эксплуатации ЛАЭС следует выделить два исход ных события, имеющие значение для безопасности населения1.

В ноябре-декабре 1975 г. на энергоблоке I очереди произошла раз герметизация части тепловыделяющих элементов с выходом радиоак тивных продуктов деления и фрагментов топлива в защитную графито вую кладку. Остановка реактора сопровождалась аварийной продувкой через вентиляционную трубу. С газоаэрозольными выбросами станции в Их анализ выполнен при участии В.А. Мельникова [71].

окружающую среду поступили инертные радиоактивные газы, аэро зольная активность и изотопы иода в количествах, существенно пре вышающих допустимые суточные выбросы. Максимальная мощность дозы -излучения в период выброса 30 ноября 1975 г. в жилом массиве г. Сосновый Бор составила 6 мкЗв/ч [68]. В течение первых чисел де кабря максимальная мощность дозы составила 1,2 мкЗв/ч с падением до естественного уровня (0,12–0,13 мкЗв/ч) к концу декабря. Быстрое сни жение активности произошло из-за распада короткоживущих радионук лидов (подавляющая часть аэрозолей аварийного выброса) и рассеяния газов через 150-метровую трубу станции. Оценка годовых индивиду альных доз населения показала их неизменность по отношению к 1974 г. Аварийная ситуация 1975 г. является наиболее крупным инци дентом за всю историю эксплуатации ЛАЭС. По данным радиационного мониторинга долговременные радиоэкологические последствия этой аварии на население и окружающую среду в 30-километровой зоне АЭС не выявлены. По международной шкале МАГАТЭ это событие можно отнести к категории инцидентов (уровень 2–3).

Второе событие случилось в марте 1992 г. на энергоблоке № II очереди ЛАЭС. В результате отказа запорно-регулирующего клапана произошли перегрев одного из технологических каналов и его разгерме тизация. Из-за повышения давления внутри кожуха графитовой кладки сработала защита реактора, и он был заглушен. Выброс из системы ло кализации аварий в атмосферу составил: инертные радиоактивные газы – около двойной суточной нормы (СП АС-88/93), 131I – около 60 суточ ных норм для АЭС. Оценка доз облучения щитовидной железы детей (критическая группа) при наихудших погодных условиях на расстоянии 3 км (расстояние от ЛАЭС до жилмассива г. Сосновый Бор) составила десятые доли миллибэр. По 7-балльной шкале МАГАТЭ данное собы тие можно отнести к категории инцидентов (уровень 1–2).

2.4.3. Деятельность предприятия, связанная с использованием РВ и РАО 2.4.3.1. ЖИДКИЕ РАДИОАКТИВНЫЕ ОТХОДЫ Жидкие радиоактивные отходы (ЖРО) на станции образуются в виде трапных вод, организованных протечек, отработанных пульп ионо- обменных смол. Годовое образование ЖРО (без переработки) составля ет от 40 000 до 120 000 м3 (по обеим очередям ЛАЭС).

Очистка трапных вод производится по схеме: усреднение – коррекция рН – выпа ривание (дистилляция) – очистка конденсата вторичного пара на установках конденсато очистки на намывных фильтрах и методом ионного обмена. Очищенный конденсат ис пользуется в системе оборотного водоснабжения ЛАЭС, т.е. вода возвращается в техноло гический цикл станции. Кубовый остаток (солевой концентрат с солесодержанием до 330– 360 г/л), образовавшийся в процессе упаривания и доупаривания, откачивается в емкости временного хранения кубового остатка и впоследствии перерабатывается на установках битумирования.

Временное хранение ЖРО организовано в емкостях объемом и 550 м3 (см. рис. 3.8).

Внутри емкости облицованы нержавеющей сталью и находятся в бетонных поддо нах. Последние покрыты гидроизолирующим слоем кровельного битума. Поддон каждой емкости имеет дренажный трубопровод, выведенный в контролируемый приямок. Для контроля за герметичностью емкостей и каньонов предусмотрены приямки, сигнализа торы уровней и пьезометрические контрольные скважины.

Радионуклидный состав жидких отходов [69] представлен в табл. 2.3. Как видно, некоторые поддоны содержат активность Cs, Cо, 54Mn на уровне (0,1–2,3)104 Бк/л, что является следствием негер метичности отдельных емкостей на период обследования.

Таблица 2.3. Результаты гамма-спектрометрического анализа радиоактивных растворов, отобранных из емкостей и поддонов ХЖО ЛАЭС Эле Активность, Бк/л мент № конст 137 134 40 60 54 106 125 65 Cs Cs K Co Mn Ru Sb Zn Ce рукции Ем- 02/3 67710 21830 85100 кость 02/2 48470 16280 10360 4810 1, 03/4 9117 1721 03/5 23273 766 02/4 1,5 1,9 0, 02/3 4,1 13, 03/2 3,0 35,9 1, 02/2 67,3 8366 Под- 01/2 31,1 763 792 91,8 5,6 5, дон 03/1 7,8 0,8 6,3 1, 03/8 20,4 52,2 118,4 9,6 31,5 226 14, 02/1 13,7 222 30, 03/7 33,3 6,0 918 211 24,1 195 389 33, 03/6 20,0 429 104 7,8 13,0 185 16, 01/1 40,7 7,0 5,2 570 83,6 5,2 0, 03/3 39,2 0,4 6,7 0, В соответствии с «Комплексной программмой обращения с радиоактивными отхо дами» [15] на ЛАЭС в настоящее время осуществляются следующие перспективные на правления по модернизации действующего оборудования и минимизации объемов ЖРО:

– создание выпарных аппаратов на основе молибденовых сталей, имеющих повы шенную коррозионную стойкость к анионам хлора;

– создание установки переработки вод спецпрачечной с узлами пенной флотации и биофильтрации с последующим упариванием на существующих выпарных установках;

– создание установки переработки фильтрующих материалов и шлаков путем пред варительного сгущения и включения в шлакоцементную матрицу в железобетонном кон тейнере.

Для переработки кубовых остатков создаются две установки, альтернативные биту мированию – цементирования и остекловывания. Цементированию будут подвергаться отработанные пульпы перлита и ионообменных смол, шламы емкостей кубового остатка, а также отработавшие селективные сорбенты;

остекловыванию – концентрат солей кубо вого остатка. Технологический процесс очистки кубового остатка основан на глубоком удалении изотопов цезия с помощью селективных сорбентов, которые подвергаются це ментированию;

последующем частичном удалении 51Cr, 60Со, 90Sr и других радионуклидов на установке ультрафильтрации;

вакуумном осушении пермеата с удельной активностью менее 110-7 Ки/л (3,7 кБк/л), который поступает на остекловывание. Улавливание оксидов азота в системе газоочистки стекловаренной печи позволит их использовать для получе ния азотной кислоты. Внедрение данных мероприятий позволит снизить на станции годо вой объем кондиционированных ЖРО с 1500 до 400 м3 [15].

2.4.3.2. ТВЕРДЫЕ РАДИОАКТИВНЫЕ ОТХОДЫ ТРО в зависимости от уровня загрязненности делятся на три груп пы: низкоактивные (I группа), среднеактивные (II группа), высоко активные (III группа). При нормальной эксплуатации ЛАЭС в год обра зуется около 3000 м3 ТРО: 1000 м3 – металлические ТРО и 2000 м3 – не металлические. 77% от общего объема ТРО приходится на отходы I группы, 2% – на ТРО III группы [15]. ТРО станции собираются в спе циальных накопительных пунктах. До середины 1998 г. все образую щиеся ТРО вывозились в спецтранспорте на ЛСК «Радон». Перед от правкой на захоронение производились сортировка ТРО на горючие и негорючие, по группам активности (в соответствии с ПРБ АС-89) и за таривание ТРО различных групп в соответствующие контейнеры.

В рамках «Программы снижения объемов радиоактивных отходов ЛАЭС» [15] вы полняются работы по проектированию и строительству комплекса по переработке и вре менному хранению ТРО на территории ЛАЭС. Комплекс включает: спецкорпус по пере работке РАО, хранилище-накопитель ТРО, хранилище упаковок РАО. Объем хранилища – 18 000 м3. Хранилище содержит 80 каньонов для хранения отходов I–III групп ТРО (из них 4 отсека емкостью 800 м3 для хранения отходов III группы). В настоящее время сдана в эксплуатацию первая очередь хранилища для отходов I–II групп. Со второй половины 1998 г. в эти отсеки для временного хранения поступают ТРО ЛАЭС в контейнерах объе мом 1 м3. Срок хранения отходов в данных упаковках составляет 4 года (разрешение Гос атомнадзора РФ), поэтому ведутся интенсивные работы по строительству помещения долговременного хранения ТРО сроком до 50 лет в хранилище упаковок. Для снижения объема ТРО на станции проводятся следующие мероприятия: ввод участка горячего прес сования отходов пластика, резины и кабеля;

замена пластикового покрытия полов на по крытия на основе ИК-1;

внедрение быстросъемной теплоизоляции;

замена деревянных лесов на металлические;

плавление трубок КНД;

замена теплообменного оборудования на титановое и др. Внедрение этих мер позволит снизить годовое поступление ТРО с до 600 м3 [15].

2.4.3.3. ОТРАБОТАВШЕЕ ЯДЕРНОЕ ТОПЛИВО Отработавшие топливные сборки в течение 3 лет хранятся в при реакторном бассейне выдержки. Далее спецтранспортом они перево зятся в хранилище на территории станции. Все сборки в хранилище ( бассейнов «мокрого» хранения) помещены в специальные пеналы, что позволяет поддерживать активность воды в бассейнах выдержки на уровне 2–4 Бк/л.

По мнению директора ЛАЭС В.И. Лебедева [22], решение проблемы хранения отра ботавшего ядерного топлива на станции должно осуществляться по двум направлениям:

1. Увеличение числа хранящихся единиц ОЯТ в хранилище за счет модернизации и реализации уплотненного хранения.

2. Завершение работ по хранению ОЯТ в металлобетонных сухих контейнерах на открытых площадках.

2.4.4. Газоаэрозольные выбросы и водные сбросы ЛАЭС Радионуклидный состав газовых выбросов ЛАЭС формируется за счет изотопов инертных радиоактивных газов (ИРГ) – аргона-41 (30%), изотопов криптона-85, 85m, 87, 88 (20%) и ксенона-132, 133, 135 (50%), а также газообразной фракции радионуклидов йода (до 80–90% от сум марной активности йода в выбросах). В аэрозольной составляющей вы бросов регистрируются активированные примеси теплоносителя, про дукты коррозии конструкционных материалов и продукты деления:

Cr, 54Mn, 59Fe, 58,60Co, 95Zr, 95Nb, 89,90Sr, 134,137Cs, 141,144Ce, изотопы иода и др. По данным Центра Госсанэпиднадзора станционные выбросы ИРГ и изотопов иода в 2001 г. не превысили 10%, а выбросы аэрозолей – 12,5% от соответствующих нормативов СП АС-99 (табл. 2.4).

Влияние жидких сбросов ЛАЭС прослеживается только по сезон ным пробам водорослей и донных отложений ближней зоны водоема охладителя – Копорской губы Финского залива (в сбросных каналах), Таблица 2.4. Газоаэрозольные выбросы ЛАЭС Ра- Фактический выброс ДВ по дио- КУ СП АС нук- ЛАЭС 1996 г. 1997 г. 1998 г. 1999 г. 2000 г. 2001 г.

88/ лиды Kи/сут (3,7·1010 Бк/сут) 2000 1600 76,7 71,2 32,9 31,1 21,8 26, ИРГ 1, % от СП АС-88/93 3,8 3,6 1,7 1,6 1, (9,7*) 0,06 0,02 410-3 1,710-3 1,710-3 110-4 110-4 110- ДЖН % от СП АС-88/93 6,7 2,8 2,8 0,2 0,2 0, 0,04 0,012 210-3 1,310-3 1,310-3 0,210-3 110-4 110- I 0, % от СП АС-88/93 5,0 3,3 3,3 1,0 0, (1,4*) Kи/мес. (3,7·1010 Бк/мес) 0,006 – 6910-6 1710-6 3610-6 1510-6 1210-6 1010- Sr 0, % от СП АС-88/93 1,15 0,28 0,60 0,25 0, (1,9*) 0,06 – 1810-5 1510-5 1210-5 6310-6 6410-6 4410- Sr % от СП АС-88/93 0,30 0,25 0,20 0,11 0,11 0, 0,06 – 3010-4 1210-4 1610-4 7,710-4 1410-4 1110- Cs 1, % от СП АС-88/93 5,0 2,0 2,7 1,3 2, (12,4*) 0,06 – 1710-5 3210-5 3810-5 4510-5 4910-5 4210- Co 0, % от СП АС-88/93 0,28 0,53 0,63 0,75 0, (7,4*) 0,06 – 3810-5 3810-5 4810-5 2910-5 2610-5 2310- Mn % от СП АС-88/93 0,63 0,63 0,80 0,48 0,43 0, 0,06 – 2310-4 9210-4 2010-4 1210-4 1910-4 1710- Cr % от СП АС-88/93 3,8 15,3 3,3 2,0 3,2 2, Примечание. * – процент от норматива СП АС-99: ИРГ – 1,01013 Бк/сут (270 Ки/сут), 131I – 2,6108 Бк/сут (7 мКи/сут), 90Sr – 2,0107 Бк/мес (0,54 мКи/мес), 137Cs – 3,3108 Бк/мес. (8,9 мКи/мес.), Co – 2,1108 Бк/мес. (5,7 мКи/мес), 134Cs – 1,2108 Бк/мес.

(32 мКи/мес.);

ДВ – допустимый выброс;

КУ – контрольный уровень выброса ЛАЭС;

ДЖН – долгоживущие нуклиды.

где периодически в отдельных пробах регистрируются главным образом 51 54 59 активированные продукты коррозии, например Cr, Mn, Fe, Со, Zn и другие в диапазоне концентраций 1–20 Бк/кг сырой массы [4]. По многолетним данным за период 1973–1985 гг. только в редких случаях (менее 2–7%) удается определить следовые количества радионуклидов станционного происхождения в воде сбросных и заборных каналов ЛАЭС. После 1986 г. в водах прибрежной части Копорской губы акти вированные продукты коррозии станционного происхождения практи чески не обнаруживаются.

В пресноводных системах района (реках, озерах) радионуклиды станционного происхождения практически не регистрируются [63].

Как показывают многолетние наблюдения за радиоактивностью проб объектов природной среды в районе расположения ЛАЭС, влияние работы станции на радиоактивность почвы, растительности, пресных вод, объектов пищевых цепочек – грибов, ягод, сельхозпродукции (кар тофеля, зерновых и молока) – практически незначимо.

По оценке автора [28], в 1985 г. вклад радионуклидов за счет хронических выбро сов ЛАЭС в суммарное загрязнение сельхозпродукции не превышает 0,5% по 90Sr и 1,2% по 137Cs от уровня глобальных выпадений.

Долговременный мониторинг агроэкосистем (1985–1992 гг.) не выявил влияние выбросов ЛАЭС на почвы сельхозугодий и агропродук цию.

Мониторинг приземного слоя атмосферы позволил зарегистрировать присутствие станционных радионуклидов в аэрозолях атмосферного воздуха в пределах зоны наблю дения [4, 24]. По данным авторов этих работ, частота обнаружения радионуклидов (51Cr, 54 58,60 Mn, Co, I и др.) в промзоне г. Сосновый Бор за период 1982–1997 гг., исключая 1986 г., составляет 11–89% от количества отобранных проб (N=3156). Наиболее встречае мый радионуклид – 60Cо. Уровни концентраций находятся в диапазоне 0,4–27,0 мкБк/м3 – в сотни тысяч раз ниже допустимых.

В результате реконструкции систем радиационной защиты и мо дернизации системы сдувок из контура охлаждения системы управле ния защитой (СУЗ) удалось снизить газоаэрозольные выбросы станции.

Это подтверждается данными мониторинга аэрозолей атмосферного воздуха на промплощадке ЛАЭС [5]. С 1998 г. резко снизились частота обнаружения аэрозольной фракции 131I и максимальная концентрация 137Cs.

Эффективная индивидуальная годовая доза облучения населения от деятельности ЛАЭС, как и в предыдущие годы, в 2000–2001 гг. обу словлена в основном выбросами инертных радиоактивных газов и по данным Центра Госсанэпиднадзора не превышает в среднем 3 мкЗв/год, что составляет менее 0,3% от 1 мЗв – дозового предела (ДП) для лиц из населения по НРБ-99.

Эффективная годовая доза 3 мкЗв за счет эксплуатации ЛАЭС дает уровень радиационного риска возникновения стохастических эффектов для населения г. Сосновый Бор порядка 2,1·10-7 случаев в год – не более 0,5% от предела индивидуального риска для населения по НРБ-99.

2.5. НАУЧНО-ИССЛЕДОВАТЕЛЬСКИЙ ТЕХНОЛОГИЧЕСКИЙ ИНСТИТУТ Источниками радиационного воздействия НИТИ на окружающую среду являются два экспериментальных энергетических реактора судо вого назначения и установка по переработке ЖРО. В конце 1998 г. в НИТИ закончены ресурсные испытания – модульной мембранно-сорб ционной установки (ММСУ) по концентрированию и очистке слабоак тивных ЖРО производительностью до 0,5 м3/ч. Она включает основные модули: микро- и ультрафильтрации, обратного осмоса, ионного обмена (или селективной сорбции), а также дополнительные модули: подго товки ЖРО, регенерации ионообменных смол [14]. ММСУ – первая в России промышленная обратноосмотическая установка очистки ЖРО. С февраля 1999 г. с помощью ММСУ успешно перерабатываются ранее накопленные и вновь образующиеся ЖРО НИТИ. Для отверждения ра диоактивных концентратов ЖРО в институте создана и принята в экс плуатацию модульная установка цементирования (МУЦ).

Газоаэрозольные выбросы предприятия осуществляются через вентиляционную трубу высотой 100 м, жидкие стоки поступают в сбросной канал, соединенный с Копорской губой Финского залива.

Влияние НИТИ на радиационную обстановку в промзоне г. Сосновый Бор и зоне наблюдений оценивалось в режиме постоянного радиацион ного мониторинга (гл. 3).

Газоаэрозольные выбросы предприятия сформированы изотопами инертных радиоактивных газов, а также - и -излучающими радионук лидами. Так, по данным 1999–2000 гг. интенсивность поступления в воздушную среду района контроля выбросов НИТИ составила не более 13,0 ТБк (инертные радиоактивные газы) и 1,8 МБк (изотопы йода) в год – 5,5 и 0,06% от предельно допустимого выброса (ПДВ) предпри ятия соответственно [78]. Годовой вклад в аэрозольный выброс ДЖН составляет 0,012% от ПДВ. Объемные концентрации Cs в выбросах 2000 г. в 1,9·108 и 4,4·108 раз ниже ДОАнас по НРБ-99 соответственно.

Активность годового сброса жидких стоков НИТИ в Копорскую губу находится на уровне 5,0 МБк (без трития) – не более 0,10% от ПДС предприятия. Радионуклидный состав сбросов предприятия определя ется 137Cs, 90Sr, 60Co и 58Co в соотношении 66, 20,5, 13 и 0,5 % от общей активности сброса (данные 2000 г.). Сброс трития в 1999 и 2000 гг. со ставил не более 23 и 39% от ПДС НИТИ.

Радиоактивность воздушных и наземных сред в районе располо жения НИТИ связана главным образом с последствиями загрязнения региона 137Cs в результате Чернобыльской аварии и глобальным загряз нением Sr. Влияние работы предприятия на наземные экосистемы и аэрозоли атмосферного воздуха в границах санитарно-защитной зоны НИТИ (5 км), а тем более зоны наблюдения предприятия не отмечается.

Индивидуальная эквивалентная доза на взрослого жителя г. Со сновый Бор от воздействия НИТИ, как и в предыдущие годы, практиче ски полностью связана с внешним облучением от выбросов инертных радиоактивных газов и составила в 2000 г. не более 0,20 мкЗв/год – 0,02% от ДП (для лиц из населения по НРБ-99), а также соответствует 0,1% от годового предела облучения критической группы населения, проживающего вблизи АЭС, согласно СП АС-88/93. Эти дозы дают уровень радиационного риска для населения 1,5·10-8 случаев в год, поч ти на три порядка ниже соответствующего предела индивидуального риска техногенного облучения по НРБ-99. Дополнительное поступление жидких стоков в сбросной канал предприятия от установки переработки отходов не повлияло на численное значение дозовой нагрузки, сформированной выбросами НИТИ.

Результаты анализа данных радиационного мониторинга в 1999– 2000 гг. подтверждают факт нормальной радиационной обстановки в районе НИТИ и практическое отсутствие локального возрастания уров ня радиоактивности природной среды за счет деятельности действую щих стендов института и установки по переработке отходов.

На предприятии за весь период работы не было ни одного собы тия, которое могло бы внести значимый вклад в радиоактивное загряз нение природной среды в СЗЗ, а тем более в зоне наблюдения, и быть важным для безопасности населения г. Сосновый Бор.

2.6. ПРЕДПРИЯТИЕ ПО ПЕРЕРАБОТКЕ И КОМПАКТИРОВАНИЮ МЕТАЛЛИЧЕСКИХ РАО Распоряжением Правительства РФ (от 01.09.1995 г., № 1197-р) ут верждена целевая программа «Переработка и утилизация металлических радиоактивных отходов». Основная ее цель – ликвидация накопленных и образующихся металлических РАО (МРО), перевод их в экологически безопасное состояние и возврат металла для повторного использования в промышленности.

На основании приказа Министерства РФ по атомной энергии (№ 371 от 02.10.1995 г.) головным исполнителем работ назначено ЗАО «ЭКОМЕТ-С».

Для проведения опытных плавок и отработки технологии перера ботки и утилизации МРО с 1994 по 1999 г. на территории ЛСК «Радон» предприятием «ЭКОМЕТ-С» эксплуатируется комплексная установка переплавки МРО. Она включает: участки приема и временного хране ния МРО, предварительной обработки и переплавки МРО [83]. Пере плавка отходов производится на базе индукционной сталеплавильной печи типа ИСТ-0,4. Производительность установки – 800 т в год. Веро ятный радионуклидный состав МРО: 60Co, 134Cs, 137Cs, 54Mn, 106Ru, 154Eu, 144 65 51 59 124 Ce, Zn, Cr, Fe, Sb, Sb. Исходная максимальная активность МРО до переработки – 1,510-6 г-экв Ra/кг.

Вторичные РАО собираются в стандартные контейнеры и сдаются на хранение по принятой схеме на ЛСК или передаются на ЛАЭС.

Источниками выбросов предприятия являются две трубы, высотой 10 и 12,5 м. Разрешенный выброс составляет не более 2,0 МБк/год.

Предприятие непосредственно не сбрасывает сточные воды в поверхно стные водоемы, стоки передаются на ЛСК. Максимальная среднегодо вая концентрация радиоактивных веществ (137Cs) на границе СЗЗ ЛАЭС (3 км), создаваемая установками «ЭКОМЕТ-С», в 55 раз ниже фоновой.

Расчетная годовая эффективная доза облучения взрослого жителя при прогнозируемой 30-летней эксплуатации объекта составит 0,04 мЗв, что на 6 порядков ниже предела по НРБ-99.

Оценка максимально возможной аварии, связанной с выбросом радиоактивных аэрозольных продуктов или расплавленного металла из печи в рабочее помещение, дает суммарную мощность выброса на уровне 1 МБк. Технологическая трехступенчатая схема газоочистки исключает поступление любых залповых выбросов в атмосферу.

В 1999 г. разработан и прошел согласование проект комплекса по переработке и утилизации РАО, предназначенный для переработки низ коактивных металлических отходов ЛАЭС. Строительство комплекса осуществляется на площадке Ленинградской АЭС. С 20 февраля 2001 г.

комплекс введен в действие для проведения пробной эксплуатации по переработке МРО с целью дальнейшего поэтапного ввода в эксплуата цию и выхода на проектную мощность.

2.7. ОЦЕНКА ИНДИВИДУАЛЬНЫХ ДОЗОВЫХ НАГРУЗОК И РАДИАЦИОННОГО РИСКА НАСЕЛЕНИЯ Согласно данным регионального Центра Госсанэпиднадзора веду щим фактором облучения населения, проживающего в черте города, являются естественные источники облучения. Например, по данным 2001 г. годовая эффективная доза облучения жителей г. Сосновый Бор на 71% сформирована за счет облучения от естественного фона (рис. 2.4). Расчет доз проведен согласно методическим указаниям о по рядке ведения радиационно-гигиенических паспортов организаций и территорий [37]. Второе место занимают медицинские процедуры – 18,0%. Средняя эффективная годовая доза населения от профилактиче ских медицинских процедур не превышает установленный НРБ-99 нор матив 1 мЗв/год.

Медицинские Естественные исследования источники 18,0% 71% Деятельность Глобальные предприятий, выпaдения использующих 0,7% ИИИ (включая персонал) 10,3% Рис. 2.4. Структура эффективной коллективной дозы населения г. Сосновый Бор по данным 2001 г. (%).

За 2001 г. долевой вклад работы предприятий в структуру годовой дозы населения составляет около 10%. В эти проценты включена годо вая доза, сформированная выбросами и сбросами предприятий и облу чением персонала, непосредственно работающего на предприятиях, связанных с источниками ионизирующих излучений. Без учета профес сионального облучения персонала вклад повседневных выбросов и сбросов основных предприятий атомно-промышленного комплекса в эффективную дозу населения г. Сосновый Бор составляет не более 0,2% от общей годовой эффективной дозы (рис. 2.5).

Доза, % 20, 0, 0, Источники Рис. 2.5. Структура годовой эффективной коллективной дозы населения г. Сосновый Бор в 2001 г. без учета профессионального облучения персонала (%).

Таблица 2.5. Эффективная индивидуальная доза облучения (мЗв) жителя г. Сосновый Бор от деятельности предприятий Год Норматив по НРБ-99, мЗв НИТИ ЛАЭС ЛСК ЭКОМЕТ-С 1998 2,010-4 0,0030 5,010-4 4,010- 1999 1,910-4 0,0030 5,010-4 5,010- 1, 2000 2,010-4 0,0028 5,010-4 3,010- 2001 3,010-4 0,0029 4,510-4 1,010- Средняя 0,0002 0,0029 0,0005 0, Вклад предприятия, % 5,5 79,4 13,7 1, ИИИ выпадения источники Глобальные Медицинские предприятий, исследования Естественные Деятельность использующих Эта величина (в среднем 0,2% за последние четыре года) соответ ствует индивидуальной эффективной дозовой нагрузке на население около 4 мкЗв/год. Максимальный вклад в данную дозу вносит эксплуа тация ЛАЭС – 79% (табл. 2.5), минимальный – 1,4% – «ЭКОМЕТ-С». В целом эффективная годовая индивидуальная доза на население от экс плуатации предприятий промзоны г. Сосновый Бор (исключая непо средственное облучение персонала на работе) составляет не более 0,4% от регламентированного НРБ-99 годового дозового предела для лиц из населения в 1 мЗв.

Сводные данные по оценке радиационного риска для населения от деятельности предприятий промзоны г. Сосновый Бор, выполненные Центром Госсанэпиднадзора, представлены в табл. 2.6. Как видно на рис. 2.6, ранжирование предприятий по возрастанию уровня радиаци онного риска дает ряд: ЭКОМЕТ-С, НИТИ, ЛСК, ЛАЭС. Таким обра зом, ЛАЭС формирует максимальный уровень риска. Однако этот риск для населения ниже 1,010-6, т.е. является пренебрежимо малым по классификации НРБ-99. Радиационный риск за счет деятельности четы рех предприятий составляет в среднем не более 3,510-7 случаев в год, что составляет около 1% от предела риска для населения по НРБ-99.

Таблица 2.6. Индивидуальный риск возникновения стохастических эффектов для населения г. Сосновый Бор от деятельности предприятий (количество случаев в год) Предел Уровень пренеб Год риска по режимого риска НИТИ ЛАЭС ЛСК ЭКОМЕТ-С НРБ-99 по НРБ- 1998 1,510-8 2,210-7 3,710-8 2,910- 1999 1,410-8 2,210-7 3,710-8 3,710- 5,010-5 1,010- 2000 1,510-8 2,010-7 3,710-8 2,210- 2001 2,210-8 2,110-7 3,310-8 7,310- Риск 3, ЛАЭС ЛСК НИТИ ЭКОМЕТ-С Предприятия Рис. 2.6. Индивидуальный среднегодовой риск для населения (количество случаев) от деятельности предприятий за период 1998–2001 гг. (n10-9 в год).

– предел индивидуального риска для населения по НРБ-99 (5,010-5 в год), – уровень пренебрежимого риска по НРБ-99 (1,010-6 в год).

2.8. ВЫВОДЫ Ретроспективный анализ радиоэкологического состояния природ ной среды в районе г. Сосновый Бор и в пределах 30-километровой зо ны наблюдения показывает, что долговременная эксплуатация объектов атомно-промышленного комплекса не привела к событиям, опасным для здоровья населения региона. В конце 1990-х – начале 2000 гг. сред негодовой радиационный риск от повседневных выбросов и сбросов предприятий и процессов обращения с РАО в регионе продолжает на ходиться на безопасном, социально-приемлемом уровне и составляет не более 1% от предела радиационного риска для населения, регламенти рованного федеральными нормами радиационной безопасности НРБ-99.

В то же время расширение перечня объектов атомной энергетики в Сосновоборском районе (планируемый ввод в эксплуатацию новых энергетических установок – создание замещающих мощностей МКЭР-1000 и ВВЭР-640, продление срока эксплуатации действующих энергоблоков ЛАЭС, строительство комплексов-хранилищ для РАО, а также регионального могильника) приводит к возникновению новых факторов радиационного риска для населения.

При оценке рисков важным природным комплексом, испытываю щим радиоэкологическую нагрузку и ответственным за пероральный путь облучения населения, являются подземные воды.

Глава 3. АНАЛИЗ ДАННЫХ МОНИТОРИНГА И СПЕЦИАЛИЗИРОВАННЫХ ПОЛЕВЫХ ИССЛЕДОВАНИЙ НА КЛЮЧЕВЫХ УЧАСТКАХ 3.1. ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА СИСТЕМЫ МОНИТОРИНГА В РАЙОНЕ г. СОСНОВЫЙ БОР Мониторингу экологического состояния природной среды района г. Сосновый Бор придается большое значение уже на протяжении мно гих лет. С вводом в эксплуатацию предприятий атомно-промышленного комплекса г. Сосновый Бор соответствующими службами НИТИ, НПО «Радиевый институт», ЛАЭС, ЛСК «Радон» проводится регулярный ра диационный и химический контроль природной среды, а также источ ников потенциального воздействия в пределах зоны наблюдения (зона 30 км).

С 1981 по 1987 г. организацией, ответственной за выполнение наблюдений, являлся НИТИ. Затем, начиная с 1987–1988 гг., лабораторией регионального экологического мо ниторинга НПО «Радиевый институт» были продолжены систематические комплексные экологические наблюдения в районе ЛАЭС;

за счет этого режимная сеть НИТИ была час тично сокращена.

В 1990–1992 гг. при подготовке материалов к экологической экспертизе г. Сосно вый Бор специалистами НПО «Радиевый институт», НИТИ, ГГП «Севзапгеология», ВО ВНИПИЭТ проведены изыскательские работы и комплексное обследование экологиче ского состояния поверхностных и подземных вод в промзоне города и в пределах зоны наблюдения. За период 1993–1995 гг. специалистами НИТИ, Атомэнергопроекта (СПб.

отделение) и ВНИПИЭТ была обобщена информация по экологическому состоянию ок ружающей среды и ее элементов в регионе г. Сосновый Бор, разработана система органи зации комплексного регионального мониторинга с учетом строительства новых промыш ленных объектов, в частности головного энергоблока нового поколения ВВЭР-640 в со ставе НИТИ.

В 1997 г. силами МНЦ гидрогеоэкологии СПбГУ и НИТИ нача лись работы по созданию базы данных для накопления и анализа ре зультатов мониторинга состояния геологической среды в исследуемом районе. В базу данных вошла информация, накопленная в процессе многолетнего мониторинга по различным природным объектам:

воздушная среда – атмосферный воздух и атмосферные выпадения, снег;

наземная среда – почва, грунт, растительность, сельскохозяйственные продукты, лесные ценозы;

водные экосистемы – пресные водоемы и водотоки, грунтовые и под земные воды, прибрежные сбросные и заборные воды Ленинградской АЭС и НИТИ, морские воды открытой части Копорской губы, а также водоросли и донные отложения в контролируемых водных средах.

База данных содержит информацию о различных источниках за грязнения (выбросы предприятий, хранилища жидких и твердых РАО и др.). Размещение реперных точек контроля и исследований в границе зоны наблюдения обусловлено: географическим положением и характе ром воздействия на окружающую среду основных радиационноопасных предприятий района;

преобладающими направлениями ветров (запад, юго-запад);

расположением коллективных сельхозугодий и личных подсобных хозяйств;

расположением источников водопользования, ры боловодства и рыборазведения;

демографией (плотностью населения);

источниками фонового контроля.

В соответствии с этим в разные годы отбор проб проводился в следующих точках наблюдения (рис. 3.1):

промплощадки Ленинградской АЭС, НИТИ, ЛСК «Радон»;

г. Сосновый Бор, пос. Новое Калище;

поселки Копорье, Кронштадтский, Ракопежи;

реки Систа, Воронка, Коваш;

сбросные и заборные каналы ЛАЭС и НИТИ;

акватория Копорской губы Финского залива;

дер. Старое Гарколово, пос. Керново, г. Ломоносов (фоновые точ ки контроля).

В базу данных вошли результаты мониторинга природной среды с 1981 г. (мате риалы служб радиационной безопасности и мониторинга НИТИ, ЛСК «Радон» и частично ЛАЭС). В 1988 г. сеть постов контроля воздушной среды была передана на баланс НПО «Радиевый институт»;

соответствующие результаты наблюдений в базу данных не вошли.

Поэтому, если говорить о периоде с 1988 г., то в основе базы данных лежат результаты систематических наблюдений, выполненных НИТИ по шести регулярным пунктам кон троля – промплощадкам предприятий ЛАЭС, НИТИ, ЛСК «Радон», г. Сосновый Бор, пос.

Копорье и дер. Лопухинка;

контроль воздушной среды производится на промплощадке НИТИ. В ближайшее время предполагается включить в базу данных результаты монито ринга, накапливаемые и обобщаемые в региональном Центре Госсанэпиднадзора (эти результаты частично обсуждались в разд. 2.7).

Финский залив Лебяжье Большая Ижора Сосновый Бор д. Н. Калище Ломоносов г. Сосновый Бор Газостанция ЛАЭС Петродворец НИТИ Карьер "Г" д. Керново с/х Кронштадтский Копорье Гостилицы Терволово Бегуницы Котельский Сяськелово Клопицы Рис. 3.1. Схема расположения постов постоянного наблюдения (1981–1987 гг. – НИТИ, с 1988 г. по настоящее время – НПО «Радиевый институт»).

База данных сочетает в себе локальный и региональный подходы к мониторингу (рис. 3.1 и 3.2). Это подразумевает, что, наряду с данными, полученными по региональной сети наблюдения, система включает ре зультаты более детальных исследований участков прямого (сущест вующего и потенциального) влияния на природную среду (в частности, участки размещения ЛАЭС, ХЖО ЛАЭС, ЛСК «Радон», проектируе мого хранилища РАО в кембрийских глинах).

Периодичность и перечень контролируемых объектов и параметров за период 1981–2000 гг. изменялись в результате оптимизации мониторинга в процессе сбора и ана лиза данных в режиме штатной работы предприятий. Например, ежедневный отбор проб сбросных и заборных вод на оперативные показатели (-активность) был постепенно снижен до еженедельного (мониторинг НИТИ 1980–1985 гг.). Атмосферные выпадения для анализа обычно накапливаются в течение месяца или до переполнения кюветы. Съем проб аэрозолей атмосферного воздуха производится через 3–5 дней при непрерывном отборе. Сезонные пробы наземных объектов отбираются раз в год;

водоросли – ежеме сячно в период вегетации;

донные отложения – как правило, ежеквартально;

пресные водоемы и водотоки – с периодичностью 1–2 раза в год (период паводка и межени). Грун товые воды на промплощадках предприятий – еженедельно (ЛСК «Радон», ЛАЭС), еже годно (НИТИ);

грунты – в зависимости от цели исследования. В этих пробах после подго товки (упаривание, соосаждение, озоление и т.д.) определяют -активность, -излуча ющие радионуклиды и Sr. Значимое поступление -излучающих радионуклидов во внешнюю среду от деятельности промышленного комплекса для данного региона несвой ственно, однако в отдельных публикациях, посвященных исследованию распределения плутония в природной среде, указывается на повышенные (по сравнению с глобальными концентрациями) содержания этого элемента в почвах в районе ЛАЭС [9, 36];

кроме того, в работе [5] отмечается, что в грунтовых водах на участке ЛСК «Радон» также присутст вуют изотопы плутония в концентрациях, не характерных для глобальных значений. В этой связи проблема комплексного мониторинга трансурановых элементов является впол не актуальной (эти элементы могут попадать в окружающую среду при авариях или про ведении капитальных ремонтов энергоблоков) [34].

Дополнительно для оценки равновесных коэффициентов распределения в системе «грунт – грунтовые воды» (in situ) проводились ежегодное (в течение 1997–1999 гг.) буре ние скважин на территории ЛСК «Радон» и одновременный отбор образцов грунта и грун товой воды из водоносного слоя.

В целом отбор регламентных проб природной среды проводится в соответствии с известными рекомендациями [39, 41];

организация работ предусматривает возможность увеличения частоты отбора при нештат ных ситуациях на объектах или при изменениях глобального фона, как это было осуществлено в период Чернобыльской аварии.

С каждой из сред в базе данных связан набор наиболее информа тивных измеряемых параметров. Данный набор обязательно содержит 137 глобально-чернобыльские радионуклиды – Cs и Sr, радионуклиды 40 естественного происхождения – К, Ве (воздушная среда), а также -активность – оперативный показатель радиационного контроля. Для универсальности перечень параметров дополнен радионуклидами, ко торые характерны для аварий на энергоблоках типа РБМК (Ленинград ская и Чернобыльская АЭС). База данных по наиболее информативным объектам воздушной среды (аэрозоли атмосферного воздуха) и водных экосистем (водоросли) включает радионуклиды коррозионной и наве денной активностей.

Ниже приведен основной перечень объектов мониторинга и контролируемых пара метров:

1. Для сбросных и заборных вод ЛАЭС и НИТИ (морская вода):

-активность, 3H, Sr, 134Cs, 137Cs, 51Cr, 54Mn, 59Fe, 60Co, 64Cu, 65Zn, 95Zr, 95Nb, 131I, 238Pu, 239,240Pu, 241Am, 40K.

2. Для водорослей и донных отложений сбросных каналов ЛАЭС, НИТИ и откры 90 134 137 51 54 58 60 той части Копорской губы:

-активность, Sr, Cs, Cs, Cr, Mn, Со, Co, Fe, Cu, 65Zn, 95Zr, 95Nb, 238Pu, 239,240Pu, 40K.

3. Для атмосферного воздуха:

-активность, 90Sr, 134Cs, 137Cs, 51Cr, 54Mn, 58Co, 60Co, 59 Fe, 64Cu, 65Zn, 95Zr, 95Nb, 41Ar, 85Kr, 88Kr, 131Xe, 133Xe, 135Xe, 103Ru, 106Ru, 131I, I, 133I, 134I, I, 110нAg, 140Ba, 140La, 141Ce, 144Ce, 238Pu, 239,240Pu, 241Am, 7Be.

4. Для атмосферных выпадений (сухое выпадение, дождь, снег):

-активность, 3H, Sr, 137Cs, 51Cr, 54Mn, 60Co, 131I, 40K, 7Be.

5. Для почвы:

-активность, 90Sr, 134Cs, 137Cs, 51Cr, 54Mn, 59Fe, 60Co, 64Cu, 65Zn, 95Nb, 95 99 103 106 131 Zr, Mo, Ru, Ru, 140La, 140Ba, 141Ce, 144Ce, I, 132I, 136I, 132Te, Pb, 238 Pu, 239,240Pu, K.

6. Для растительности:

-активность, 90Sr, 134Cs, 137Cs,51Cr, 54Mn, 60Co, 95Zr, 95Nb, Mo, 103Ru, 106Ru, 131I, 132I, 136I, 132Te, 140La, 140Ba, 141Ce, 144Ce, 212Pb, 40K.

7. Для мха и хвои:

-активность, 90Sr, 137Cs, 54Mn, 60Co, 95Zr, 95Nb, 99Mo, 103Ru, 106Ru, I, 132I, 136I, 132Te, 140Ba, 40K.

3 90 137 210 210 8. Для пресных водоемов:

-активность, H, Sr, Cs, Pb, Po, Rn, 226Ra, 228 Ra, U, 40K.

3 60 9. Для грунтовых и подземных вод:

-активность, -активность, H, Co, Sr, Cs, 239,240Pu, 40K.

10. Для грунтов:

-активность, 60Co, 90Sr, 137Co, коэффициенты сорбционного и де сорбционного распределения для 90Sr, 137Cs.

Разрабатываемая база данных имеет открытый характер, т.е. воз можны ее расширение, внесение изменений в зависимости от направ ленности интерпретации данных мониторинга. В дальнейшем предпо лагаются непрерывное пополнение базы данных и использование ее для анализа экологической обстановки г. Сосновый Бор и 30-километровой зоны вокруг его атомно-промышленного комплекса.

3.2. ЕСТЕСТВЕННЫЙ ГИДРОХИМИЧЕСКИЙ РЕЖИМ И ФОНОВЫЙ СОСТАВ ПОДЗЕМНЫХ ВОД г. СОСНОВЫЙ БОР И 30-КИЛОМЕТРОВОЙ ЗОНЫ Методический подход, реализованный в базе данных, позволяет рассматривать все компоненты природной среды как единую систему.

Состояние подземных вод района, в частности, связано с составом по верхностных вод, экологическим состоянием атмосферы (разд. 3.2.2) и почв. Поэтому, анализируя уже накопленную информацию по режиму подземных вод, нельзя не уделить внимания экологическому состоянию других компонентов природной среды.

3.2.1. Гидрогеохимическая характеристика природных вод В 1990–1991 гг. ГГП «Севзапгеология» было проведено опробова ние поверхностных водотоков и водоносных горизонтов в пределах 30-километровой зоны вокруг г. Сосновый Бор, а также в его промзоне [82]. В 1998–1999 гг. МНЦ гидрогеоэкологии СПбГУ выполнена гидро геохимическая съемка родников, разгружающихся в бортах долин ручь ев на участке проектируемого хранилища РАО в кембрийских глинах.

Основные результаты этих работ представлены в настоящем разделе.

Сводные данные по диапазону и средним концентрациям макрокомпо нентов в поверхностных и подземных водах промышленной зоны и в границах 30-километровой зоны даны в табл. 3.1.

Таблица 3.1. Распределение макрокомпонентов в пресных водах региона г. Сосновый Бор Содержание, мг/л Параметр минимальное максимальное среднее 1 2 3 30-километровая зона г. Сосновый Бор Поверхностные воды (11 проб) Na+ + K+ 0,50 14,0 4, NH4+ 0,10 1,0 0, Сa2+ 8,0 91,2 29, Mg2+ 3,0 33,4 10, Cl- 8,0 37,8 15, SO42- 4,0 37,8 14, NO3- * 20,0 6, HCO32- 20,8 364,3 104, Минерализация 58,0 389,8 120, Четвертичный водоносный комплекс (6 проб) Na+ + K+ 0,70 23,0 15, NH4+ 0,10 0,44 0, Сa2+ 6,0 42,1 21, Mg2+ 4,9 21,3 9, Cl- 10,4 31,9 21, SO42- 12,0 37,4 22, NO3- 1,0 88,0 22, HCO32- 17,7 231,9 68, Минерализация 51,0 272,1 156, Окончание табл. 3. 1 2 3 Ордовикский водоносный комплекс (15 проб) Na+ + K+ * 65,4 18, NH4+ * 2,1 0, Сa2+ 30,1 124,0 67, Mg2+ 25,5 65,9 35, Cl- 6,8 94,5 26, SO42- 2,0 31,3 16, NO3- * 35,0 11, HCO32- 201,4 512,4 374, Минерализация 189,3 591,0 349, Промышленная зона г. Сосновый Бор Четвертичный водоносный комплекс (31 проба) Na+ + K+ 6,2 198,2 55, NH4+ 0,20 12,0 1, Сa2+ 12,0 141.3 61, Mg2+ 1,8 93,0 23, Cl- 7,1 237,5 29, SO42- 2,5 196,7 40, NO3- * 40,0 8, HCO32- 44,5 779,2 345, SiO2 2,2 20,9 11, Минерализация 108 1034,1 404, Ломоносовский водоносный горизонт (15 проб) Na+ + K+ 8,3 112,2 29, NH4+ 0,10 16,0 1, Сa2+ 10,0 91,2 31, Mg2+ 4,2 48,0 19, Cl- 7,1 35,4 19, SO42- 1,6 63,8 18, NO3- * 10,0 2, HCO32- 29,3 407,6 217, SiO2 1,4 17,1 8, Минерализация 98,9 420,7 237, * – Концентрация ниже предела регистрации измерительной аппаратуры.

В целом выполненный анализ показал, что поверхностные пре сные воды 30-километровой зоны по составу гидрокарбонатные каль циевые, с минерализацией от 58 до 390 мг/л, общей жесткостью от 0, до 7,3 мг-экв/л, рН – от 6,3 до 8,1. Общий химический состав поверхно стных вод по рекам Воронка и Систа (вблизи участка проектируемого хранилища радиоактивных отходов) представлен в табл. 3.2.

Анализируя гидрохимический состав подземных вод, можно сде лать вывод, что он различен для промзоны г. Сосновый Бор и для 30-ки лометровой зоны вокруг города.

1. Общий состав грунтовых вод четвертичных отложений 30-ки лометровой зоны не имеет существенных отличий от состава поверхно стных вод, что свидетельствует об их хорошей гидравлической связи.

Грунтовые воды гидрокарбонатные кальциевые, с минерализацией от до 272 мг/л, общей жесткостью от 1,6 до 3,9 мг-экв/л, рН от 6 до 7,5. В черте г. Сосновый Бор грунтовые воды существенно отличаются от со ответствующих вод 30-километровой зоны: содержание ионов Ca2+, Mg2+, (Na++K+), SO42-, HCO3- в водах промзоны в 2–5 раз выше, чем в водах окружающей территории;

в среднем до 2,5 раз возрастает общая минерализация. Характерные химические анализы подземных вод чет вертичного водоносного горизонта промзоны г. Сосновый Бор и 30-ки лометровой зоны вокруг города представлены в табл. 3.2.

2. Ордовикский водоносный комплекс, распространенный в преде лах Ижорского плато (за пределами г. Сосновый Бор), характеризуется водами гидрокарбонатными кальциевыми и магниево-кальциевыми, с минерализацией от 189 до 591 мг/л, общая жесткость колеблется от 6, до 11,6 мг-экв/л, рН от 6,2 до 7,8. Результаты опробования скважин в районах Копорье и Карстолово представлены в табл. 3.2.

3. Воды кембро-ордовикского водоносного комплекса пресные с минерализацией 400–600 мг/л. Для водоснабжения комплекс практиче ски не используется из-за сравнительно низкой водообильности. Харак терные химические анализы, выполненные по результатам опробования родников в бортах ручьев на участке проектируемого хранилища РАО, представлены в разделе 3.3.5.

4. Воды ломоносовского водоносного горизонта кальциево-натрие вые хлоридно-гидрокарбонатные с минерализацией 400–600 мг/л. Об щие химические анализы подземных вод водозабора «Котлы» (30-ки лометровая зона) и ряда скважин в г. Сосновый Бор представлены в табл. 3.2. Ломоносовский водоносный горизонт выходит под четвертич ные отложения узкой полосой в Предглинтовой низменности (в частно сти, в промышленной зоне г. Сосновый Бор). На большей части 30-ки лометровой зоны он залегает под лонтоваскими глинами кембрия (си ними глинами), являясь хорошо защищенным от поверхностного за грязнения.

Большое значение для последующих гидрогеоэкологических оце нок имеет содержание природного стабильного стронция в подземных водах. Его концентрации в ломоносовском водоносном горизонте (водо забор «Котлы») составили 0,1 мг/л. Учет природного стронция, как бу дет видно из дальнейшего, необходим для оценки коэффициента сорб ционного распределения (Kd) для техногенного 90Sr.

Что касается содержания тяжелых металлов и нефтепродуктов в подземных водах, то в пределах 30-километровой зоны оно близко к кларковому [63, 82]. Содержание большинства металлов, кроме урана, в подземных водах промзоны увеличено в 1,5–3 раза по сравнению с ре гиональным фоном. Несмотря на этот факт, загрязнение тяжелыми ме таллами в пределах промзоны носит умеренный характер, концентрация большинства металлов не достигает ПДК. Приоритетными загрязните лями, концентрация которых может достигать уровня ПДК, являются никель, свинец, кадмий, а также алюминий. Загрязнение никелем лока лизуется в районе ХЖО ЛАЭС и имеет местный характер. Более ши роко распространено загрязнение свинцом, приуроченное в основном к транспортным артериям. Источники загрязнения кадмием и алюминием в пределах промзоны не выявлены. При этом повышенные концентра ции алюминия отмечаются в целом ряде проб, отобранных на террито рии г. Сосновый Бор. Концентрирование ионов и ионных комплексов алюминия в подземных водах может быть обусловлено и природными процессами.

3.2.2. Радиоактивный фон подземных вод, грунтов и сопутствующих природных объектов Оценка радиоактивного фона природных вод является исключи тельно важной для рассматриваемого района. Как будет видно из даль нейшего, надежность оценки фоновых концентраций радионуклидов определяет эффективность не только своевременного обнаружения не благоприятных гидрогеохимических тенденций, но и корректность ко личественной (на моделях, в частности) интерпретации данных режим ных радиационных наблюдений за развитием полей загрязнения под земных вод в области влияния объектов промзоны г. Сосновый Бор.

Количественная характеристика фоновой радиоактивности.

При описании природного радиоактивного фона необходимо учитывать, что в результате Чернобыльской катастрофы на рассматриваемой тер ритории 28 апреля 1986 г. произошло выпадение радиоактивных ве ществ, среди которых в последнее время идентифицируется только Cs.

По данным мониторинга аэрозолей атмосферного воздуха [4] основной вклад в сумму -излучающих радионуклидов за период максимальных выпадений 28–29 апреля 1986 г. вносили 131I (более 50%) и 137Cs. Объемная концентрация 137Cs в воздушной среде г. Сосновый Бор достигла в этот период 0,65 Бк/м3. Она была на 5 порядков выше усред ненных многолетних концентраций 137Cs, наблюдаемых ранее.

Большое количество 137Cs выпало на Ижорском плато (Копорское пятно), где берут начало практически все реки района. В мае 1986 г.

содержание Cs в р. Систе составляло 6 Бк/л. Средняя плотность за грязнения почвенного покрова достигала 0,4–0,9 Ки/км2 (15–34 кБк/м2) по 137Cs [38, 63, 76].

Ф И Н С К И Й З А Л И В Лебяжье Ломоносов Сосновый Бор Петродворец Вистино оз.

Гостилицы Лопухинка оз.

Тервалово оз.

Котлы Клопицы Карстолово Елизаветино Волосово Содержание цезия – 137, Ки/км 0,1 0,25 0,5 1,0 2,0 >2, Рис. 3.3. Схема загрязнения почвенного слоя радиоцезием (1993 г., по данным Э.Я. Яхнина и др.).

р.

К о в а ш а т с и С.

р В 1990–1991 гг. уровень Cs в природных средах стабилизиро вался, при этом его содержание оставалось в 2–10 раз выше, чем в 1985 г. (табл. 3.3). Об этом свидетельствуют материалы наземной гео химической съемки (1993 г.) с прямым определением Cs в пробах почв, результаты которой показаны на рис. 3.3 [65]. Проведенные ис следования показали, что доаварийный (Чернобыльская авария) фон накоплений Cs превышен почти во всех западных районах Ленин градской области.

Таблица 3.3. Динамика содержания радионуклидов в природной среде 30-километровой зоны района расположения НИТИ в период до и после Чернобыльской аварии Количе- С о с т а в и а к т и в н о с т ь Год от- ство пунк 137 134 бора тов на Cs Cs Sr блюдения 1 2 3 4 А т м о с ф е р н ы е в ы п а д е н и я, Бк/(м2·мес.) 1985 10 0,1–1,9 – 0,04–0, 1987 10 1,0–56,0 0,4–22,0 0,04–0, 1990 10 0,1–5,2 0,1–0,3 0,03–0, 1997 1 0,1–2,2 – 0, 1998 1 0,8–5,9 – 0, 1999 1 0,4–3,7 – 0, 2000 1 <0,13 – 0, 2001 1 <0, П р е с н ы е в о д ы, мБк/л р. Коваш 3,0–5,6 – 6,3–8, 1985 р. Воронка 3,0–5,6 – 4,4–8, р. Систа 1,9–3,7 – 4,4–6, р. Коваш 56–59 18,5–20,4 6,3–13, 1987 р. Воронка 22–74 20,4–37,0 3,7–16, р. Систа 44–96 7,4–37,0 5,2–25, р. Коваш 7,8–20,4 < 0,4 6,3–21, 1990 р. Воронка 3,7–11,0 < 0,4 8,1–15, р. Систа 4,4–13,7 < 0,4 5,6–23, М о р с к и е в о д ы, мБк/л 1985 15 6,0–29,0 – 4,0–15, 1987 8 150–480 89–190 4,4–30, 1990 6 19–93 3,0–6,3 12,0–23, 1997 2 19–74 – 11,0–24, 1998 2 15–52 – 18,5–22, 1999 2 26–30 22,0–24, Окончание табл. 3. 1 2 3 4 2000 2 30–41 25,0–26, 2001 1 11–30 22,0–38, П о ч в а, Бк/кг сырой массы 1983–1984 2 1,9–15,0 – 1,1–5, 1987 9 93–160 33–59 3,0–14, 1990 10 37–210 6,7–24,0 3,0–14, 1997 6 10–133 – 3,3–4, 1998 6 7,4–104,0 – 1,1–6, 1999 6 9,3–81,0 – 2,6–5, 2000 6 11,0–137,0 – 0,9–3, Примечание. 1987, 1990 гг. – данные мониторинга НПО «Радиевый институт»;

1985, 1997–2000 гг. – данные НИТИ.

По данным радиационного мониторинга НИТИ 2001 г. плотность радиоцезиевого загрязнения верхнего 5-сантиметрового слоя почв в пределах зоны наблюдения (отдельные пункты контроля) изменялась от 0,4 до 10,0 кБк/м2. Максимальные уровни загрязнения наблюдались в пос. Копорье. Средние концентрации по региону составили 3 кБк/м2. В промышленной зоне плотность загрязнения Cs немного ниже – 2 кБк/м2. Эти уровни загрязнения практически приблизились к уровням дочернобыльского периода 1985 г. [38].

Статистически достоверные данные о фоновых концентрациях ра диостронция и радиоцезия в подземных водах г. Сосновый Бор и 30-ки лометровой зоны отсутствуют. Тем не менее, можно с большой долей уверенности говорить о том, что они не превышают нижнего предела значений из диапазонов, представленных в табл. 3.3 для речных вод.

Так, опробование в 1990 г. водозабора Карстолово (ордовикский водо носный горизонт) дало концентрации в подземных водах 90Sr < 3 мБк/л, а 137Cs < 4 мБк/л (данные НПО «Радиевый институт»). Фоновое содер жание 3Н в речных и грунтовых водах принимается равным 4 Бк/л.

Методические аспекты определения фоновых характеристик. Анализ многолет них данных радиационного мониторинга показывает, что достоверность определения фоновой радиоактивности природных объектов, сформированной искусственными радио нуклидами, зависит от ряда факторов:

частоты контроля воздействия трансграничных загрязнений (глобальных или ава рийных). После Чернобыльской аварии самоочищение природной среды происходит с различной скоростью. Поэтому фоновые измерения необходимо проводить регулярно, совмещая с отбором исследовательских проб;

от качества не только оценки масштабов экологического влияния деятельности предприятий (обычно в пределах санитарно-защитной зоны), но и оценки масштабов и «пятнистости» трансграничных загрязнений;

от правильного выбора фоновых «точек» контроля, т.е. пунктов отбора проб при родной среды, территория которых не подвержена воздействию контролируемых пред приятий. В нашем районе последствия Чернобыльской аварии связаны с неравномерным загрязнением территории 30-километровой зоны (в основном почв) Cs. Поэтому те фоновые «точки», которые были регламентированы радиационным контролем природной среды до 1986 г., были критически пересмотрены. Так, в процессе многолетних наблюде ний за радиоактивностью окружающей среды в районе НИТИ одной из фоновых «точек» контроля был пункт в дер. Керново, которая находится с наветренной стороны в 7–8 км от промзоны г. Сосновый Бор. После Чернобыльских событий пришлось отказаться от этой точки контроля из-за загрязнения почвенно-растительного покрова этого пункта «черно быльским» цезием, что, естественно, усложняло оценку воздействия предприятий на при родную среду. При выборе фоновых «точек» для геологических проб дополнительно надо учитывать подобие литологий гидрогеологических разрезов, водоносных горизонтов, химических составов грунтовых вод и т.д.;

от качества измерительной аппаратуры и методик контроля (исследований) фоно вых или близких к фону концентраций радионуклидов в природных объектах. В целом надо стремиться к использованию приборов с максимальной разрешающей способностью:

низкому фону измерительной аппаратуры и высокой эффективности регистрации излуче ния. Например, низкофоновый радиометр типа УМФ-1500 имеет фон порядка 3–5 имп./мин и эффективность регистрации -излучения 0,3. Этих параметров достаточно, чтобы измерять суммарную -активность и активность 90Sr в природных средах на уровне фона. В то же время отечественные радиометры типа РЖС-05, которыми оснащены боль шинство лабораторий радиационного мониторинга, не могут быть применены для кон троля фонового содержания трития в объектах окружающей среды, потому что уровень их разрешающей способности на 2–3 порядка ниже необходимого. Большое значение при определении фоновых концентраций радионуклидов играет выбор методики радиохими ческого анализа радионуклидов. Спецификой данных методик, как правило, является стадия концентрирования радионуклидов. Чем выше степень концентрирования и избира тельность по отношению к определяемому радионуклиду, тем более надежные результаты при контроле состояния природного объекта достигаются. Эти особенности методик в совокупности с измерением подготовленных препаратов на низкофоновой аппаратуре позволяют повысить в целом чувствительность метода, так необходимую для определения фонового радиоактивного загрязнения природной среды.

Измеряемая фоновая активность 40К (-активности) препарата существенно зави сит от вида пробоподготовки грунтовых вод. Если пробу воды отделяют от взвесей фильт рацией через «синюю» ленту, то фоновая активность составляет не более 0,4 Бк/л (мониторинг НИТИ, НПО «Радиевый институт»);

при отсутствии такой подготовки уста новленные значения фона могут оказаться завышенными (до 1–2 Бк/л).

При отсутствии достоверного статистического материала по радиоактивности фо новых «точек» за уровни фонового содержания радионуклидов в природных средах могут быть условно приняты нижние границы ежегодных диапазонов активности радионукли дов в природных средах района наблюдений (табл. 3.3). К сожалению, измерение столь низких концентраций, как правило, связано с высокой погрешностью, доходящей до 40– 70%. Поэтому с учетом такой погрешности целесообразным является увеличение этих минимальных величин, по крайней мере, вдвое.

Если статистического материала и по таким фоновым замерам оказывается недос таточно, то можно условный фон определить осреднением соответствующих данных по пунктам контроля вне СЗЗ предприятий, т.е. между СЗЗ и зоной наблюдения (ЗН). Эти методы выбора и оценки фона могут быть применены только для нормальной эксплуата ции объектов атомной энергетики. В случае аварий фоновые точки выбираются вне зоны наблюдения.

3.3. АНАЛИЗ ДАННЫХ МОНИТОРИНГА НА УЧАСТКАХ СУЩЕСТВУЮЩЕГО И ПОТЕНЦИАЛЬНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД 3.3.1. Влияние ЛСК «Радон» на подземные воды района 3.3.1.1. АНАЛИЗ ДАННЫХ РЕЖИМНЫХ НАБЛЮДЕНИЙ ПО СКВАЖИНАМ Наблюдения в скважинах режимной сети ЛСК осуществлялись с 1986 г. В первые 5 лет (до 1990 г.) измерения проводились один раз в месяц;

с 1991 г. частота измерений в скважинах вблизи хранилищ РАО возросла в среднем до 1 раза в неделю. Схема расположения 50 наблю дательных скважин (30 скважин ЛСК «Радон» и 20 скважин смежной площади ХЖО ЛАЭС) представлена на рис. 3.4. В основном скважины ЛСК «Радон» были пройдены на четвертичный водоносный горизонт за исключением нескольких (парные скважины), заглубленных до ломоно совского.

В подземных водах измерялись исключительно интегральные по казатели: удельные -, -активности без учета -активности трития (в дальнейшем будем называть это просто данными по -активности) и удельная активность трития, а также уровни подземных вод. Определе ние радионуклидного состава грунтовых вод, кроме трития, в режим контроля ЛСК «Радон» не входит. Данные о сети мониторинга ХЖО ЛАЭС представлены в следующем разделе. Результаты мониторинга на участке ХЖО ЛАЭС будут также частично использованы при оценке воздействия ЛСК «Радон» на подземные воды.

По данным измерений суммарной -активности грунтовых вод значимого превышения природного фона в районе ЛСК не наблюдается.

Повышенная -активность подземных вод обусловлена в основном при сутствием 90Sr. Поэтому в дальнейшем загрязнение техногенным строн цием будет описываться, исходя из анализа удельной -активности под- Y, м 500 24 9 15 9a 400 6 4b 4 3 18 1a 2 11 20 22 24 Рис. 3.4. Схема расположения ре жимных скважин ЛСК «Радон» (кружки) и ХЖО ЛАЭС (треуголь ники).

Линиями показаны гидроизогипсы.

300 350 400 450 500 Х, м земных вод. Фоновые содержания трития и 90Sr в грунтовых водах дан ного района не превышают 4,0 и 0,02 Бк/л соответственно. Поля загряз нения по основным радионуклидам схематически представлены на рис. 3.5.

Уровень чувствительности измерительной аппаратуры по тритию (радиометр РЖС-05) составляет 5·10-8 Kи/л (1,9 кБк/л);

нижний предел измерения удельной -актив ности соответствует природной активности 40К, которая в грунтовых водах данного рай она составляет (0,71,9) Бк/л. Таким образом, измерительная аппаратура, применяемая на ЛСК «Радон», может регистрировать только 500-кратное увеличение радиоактивности по сравнению с фоновой для трития и 100-кратное для 90Sr (по -активности).

Подробный анализ результатов мониторинга участка ЛСК «Радон» позволяет сделать следующие основные выводы:

1. В пределах территории ЛСК «Радон» в течение всего периода наблюдений регистрировалось загрязнение подземных вод четвертич ного и ломоносовского водоносных горизонтов тритием и 90Sr. Даже в наиболее удаленных от предполагаемых источников загрязнения сква жинах, а также в ряде наблюдательных скважин, пройденных на участке ХЖО, удельные активности 3H и 90Sr превышают на 2–3 порядка фоно вые содержания этих элементов в грунтовых водах данного района.

С 0,02 20 14Б Ю 1,74 1, 0,1 15 2, 14 0, 13 0, 0,03 7, 560 11 0,03 5, 14 800 2700 1600 50 909А 668 465 668Б 668А 5 1, 16 0, 15 3 4 3, 814 10 2 1А 13/ 0, 0,5 0, 3,1 0 25 50 75 м H, кБк/л 260 14/ 26 1700 14 9А 668Б 668А 5 15 7800 13/ 90 Sr, мБк/л 19 14/ 0,7 1, 1, 11 12 28 1,1 6, 1,5 0, 2, 11 30 2, 10 9А 668 462 668Б 668А 0, 4, 0, 13/ Cs, мБк/л Рис. 3.5. Характер распространения радионуклидов в пределах ореола загрязне ния подземных вод на участке ЛСК «Радон» (1991 г.).

Прямоугольниками обозначены места расположения хранилищ (в числителе – номер скважины, в знаменателе – объемная активность).

,, Наиболее детальное изучение полей загрязнения было выполнено в 1991 г. в ре зультате проведенной НПО «Радиевый институт» на территории ЛСК и ХЖО ЛАЭС ис следований [63, 69], а также посредством опробования подземных вод участка ЛСК на тритий, проведенного ГГП «Севзапгеология» [82]. Уже в тот период были отмечены ак тивности, приблизительно на 2 порядка превышающие радиоактивный фон для трития и на порядок для 90Sr.

Объемная активность, Kи/л 7,0E- 6,0E- Тритий/ 5,0E-07 Стронций- 4,0E- 3,0E- 2,0E- 1,0E- 0,0E+ Годы Рис. 3.6. Закономерности изменения активностей 90Sr и 3Н в подземных водах по скв. 7 в январе 1986–1998 гг.

2. К числу наиболее опасных источников загрязнения относятся здания 668, 668Б, 668А и 57 (схема расположения основных зданий ЛСК представлена в разд. 3.3.1.2, рис. 3.8). Протечки из этих зданий содержат различные соотношения трития и Sr, удельные активности которых в некоторых скважинах превышают фон на 5–7 порядков. Ис ходя из анализа данных гидрохимических наблюдений, выделяются три области наиболее интенсивных утечек РАО: здание 57 – ярко выражен ное стронциевое загрязнение (наблюдения по скв. 5), здания 668, 668А – 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. 1.1. стронциево-тритиевое загрязнение (наблюдения по скв. 7) и здания 668А, 668Б – значительное преобладание тритиевых утечек (наблюде ния по скв. 16). Максимальные значения удельной -активности и ак тивности трития наблюдались в скв. 7 (рис. 3.6) и составили для трития 11·106 Бк/л (май-июль 1989 г.) и -активности 22·103 Бк/л (август-сен тябрь 1990 г.). Результаты гамма-спектрометрического анализа под твердили, что здания 668, 668А, 668Б и 57 являются основными источ никами загрязнения. Между тем даже при грубом анализе данных ра диационных наблюдений (по скважинам 9, 9А, 12, 13, 15) становится очевидным, что утечки РАО (хотя и менее значимые по объемам) про исходят также в областях фундаментов зданий 465, 462.

3. Начиная с 1990 г., в скважинах, расположенных как вблизи ис точников загрязнения, так и на удалении, регистрируется общее убыва ние активностей радионуклидов, на фоне которого выделяются локаль ные во времени пики. В течение 1992–1993 гг. (для разных скважин это время различно) наступает относительная стабилизация регистрируе мого загрязнения во времени – удельные активности радионуклидов колеблются в пределах значений, на 2–4 порядка превышающих фон.

Локальные по времени «всплески» радиоактивности подземных вод могут быть при этом достаточно большими: удельная активность три тиевых стоков в такие периоды часто превышает максимальные зна чения, зафиксированные в конце 1980-х годов (так, в скв. 16 в апреле июне 1994 г. и апреле-мае 1996 г. зарегистрированы аномальные удель ные активности трития, составившие 19·106 и 30·106 Бк/л для весны 1994 и 1996 гг. соответственно). Наличие аномальных пиков тритиевого загрязнения (связанного, видимо, с инфильтрацией атмосферных осад ков или с подтоплением фундамента здания 668А в весенние периоды) заставляет предположить, что меры, принятые с целью ликвидации на рушений сплошности фундаментов хранилищ РАО, не были достаточно эффективными.

Анализ результатов опробования парных скважин (пройденных на четвертичный и ломоносовский горизонты) показал, что большей ча стью загрязнение локализуется в пределах четвертичного водоносного горизонта и в ломоносовский водоносный горизонт попадает в меньшей степени.

Влияние хранилищ ЛСК отчетливо прослеживается и на смежном с ним участке ХЖО по режимной сети ЛАЭС. На расстоянии 30–50 м ниже по потоку от хранилищ ЛСК (в скважинах 13 и 14 ХЖО ЛАЭС) на протяжении 1990 г. регистрируются пики повышенной -активности (до 104 Бк/л) – см. рис. 3.9. Корреляция этих пиков с повышенной радиоак тивностью, наблюдаемой по скважинам 5, 9 и 18 режимной сети ЛСК, позволяет однозначно связать аномальную активность 90Sr с утечками, происходившими из здания 57 в конце 1980-х – начале 1990-х годов.

Ореол стронциевого загрязнения прослеживается также по группе скважин ХЖО ЛАЭС (5, 6, 8, 11, 12, 20, 21, 24, 28, 31–35, 37, 38, 51, 52), расположенных ниже по потоку от хранилищ ЛСК на расстояниях от до 100 м. Значения удельной -активности подземных вод по данным скважинам за период измерений ни разу не превысили 1·10-10 Ки/л (3,7 Бк/л). Тем не менее повышенная в 1,5–3 раза по сравнению с регио нальным фоном радиоактивность подземных вод по этим скважинам позволяет сделать вывод о распространении ореола загрязнения от хра нилищ ЛСК на территорию ХЖО ЛАЭС.

4. Анализ данных радиационных наблюдений показал, что для уча стка ЛСК «Радон» характерны неоднозначность гидродинамической ситуации, наличие локальных потоков, связанных, видимо, с дренаж ными траншеями и канавами. Поэтому, используя региональные гидро динамические данные, достаточно сложно описать процесс распростра нения загрязнения на участке ЛСК. На некотором удалении от зданий 668, 668А, 668Б, 57 в большинстве скважин регистрируются пики ак тивности радионуклидов, которые могут быть связаны с разновремен ными утечками из различных источников. К 1994–1996 гг. в этих сква жинах также наблюдается относительная стабилизация удельных ак тивностей радионуклидов, которые, тем не менее, остаются в основном на 2–3 порядка выше фоновых значений. Кроме того, по режимным ра диационным наблюдениям выделяются скважины, где отсутствуют ярко выраженные пики загрязнения, удельные активности стронция и трития меняются по данным скважинам хаотично. Расположены они, как пра вило, в направлениях, противоположных или перпендикулярных регио нальному потоку от мест предполагаемых утечек. Максимальные объ емные активности -излучающих радионуклидов в большинстве случа ев не превышают здесь n·10-10 Ки/л. Минимальные значения соответст вуют фоновым значениям -активности K. Однако скачкообразные превышения фоновой -активности (вплоть до последних лет иногда на порядок – скважины 1А, 6) заставляют предположить, что и в этих скважинах -активность повышена именно за счет радиостронция.

5. Во многих скважинах заметно некоторое смещение пиковых значений концентраций трития и 90Sr во времени, что может быть след ствием сорбционной задержки последнего.

Для скважин 5, 7, 33А, 33Б, 34А, 34Б были оценены коэффициенты сорбционного распределения Kd по следующей зависимости:

xn xnэ,, nэ = n + пKd, Kг = пKd, tH = tSr = v v где t – время отставания стронциевого пика от тритиевого;

t H, t Sr – время прохождения расстояния х тритиевым и стронциевым «пиками» загрязнения;

n – пористость;

nэ – эф фективная пористость;

п – плотность породы;

Кг – константа Генри. Оценки Kd делались для максимально и минимально возможных значений x при v = 0,013 м/сут. Для всех скважин, по которым рассчитывались коэффициенты сорбционного распределения, диа пазон этих коэффициентов был приблизительно одинаков:

для скв. 5 Kd = 0,040,2 см3/г;

для скв. 7 Kd = 0,050,15 см3/г;

для скважин 33А, 33Б, 34А, 34Б (усредненные данные) Kd = 0,051,0 см3/г.

Что касается проявления процессов десорбции на площадке ЛСК, то, с этой точки зрения, интересны результаты радиационных наблюдений по скв. 7 (рис. 3.6), на которых стоит остановиться подробнее. Повышенные уровни загрязнения регистрировались в этой скважине в течение 1989–1991 гг., причем отчетливо наблюдалось отставание стронцие вого «пика» от тритиевого приблизительно на 9 месяцев. В дальнейшем, как описано выше, наблюдается общий спад радиоактивности. На его фоне происходят циклические колебания радиоактивности. Период одного цикла приблизительно равен году, что дает основания связать ежегодные увеличения радиоактивности с подтоплением фундаментов.

Локальный во времени характер утечек, а также наличие потока подземных вод на участке ЛСК приводят к тому, что удельная активность трития в конце каждого цикла падает почти до уровня чувствительности измерительной аппаратуры и, возможно, приближается к фоновым значениям. Несколько иная картина наблюдается при годовых изменениях объемной активности 90Sr. Она остается выше фоновых значений -активности (прибли зительно на уровне 740 Бк/л). Это позволяет сделать вывод о привносе радионуклидов за счет десорбции.

Особенности площадного распределения главных радиоэлементов загрязнителей в водоносной толще иллюстрируются на рис. 3.5. В каче стве общих закономерностей отметим следующие:

– основная масса загрязняющих компонентов сконцентрирована в пределах площадки ЛСК;

при этом наблюдается резкое падение их со держаний в подземных водах по направлению от источников за грязнения (здания 668А, 668 и 57) к границам площадки;

на расстояниях 50–100 м от источников концентрации измеряются первыми процента 3 90 ми (для H), десятыми (для Sr) и тысячными (для Cs) долями про цента от исходных значений;

– степень локализации ореола по разным радионуклидам различа ется. Дальше всех за рассматриваемый промежуток времени промигри ровал тритий, несколько отстает от тритиевого фронта Sr, а наи меньшую подвижность в подземных водах имеет 137Cs;

подобное фрак ционирование полностью соответствует известным представлениям о сорбируемости рассматриваемых радионуклидов;

– если концентрации 137Cs на расстояниях 30–50 м падают до фо новых значений, то тритий и радиостронций на границе рассматри ваемой области фиксируются в диапазоне значений, как минимум на порядок превосходящих статистические фоновые содержания;

это зна чит, что радиостронций в ультранизких концентрациях мигрирует по добно нейтральному компоненту;

– в то же время 90Sr зафиксирован в концентрациях, превышающих УВвода, лишь в двух близко расположенных к хранилищу скважинах;

все замеренные в подземной воде концентрации Cs оказались ниже до пустимых уровней;

загрязнение подземных вод тритием выше УВвода фиксируется в скважинах, удаленных от хранилищ на расстояния не более чем 30–50 м, кроме одной (скв. 16), в которой активность воды составила около 8 УВвода.

Следует отметить, что сравнение концентраций радионуклидов в грунтовых водах с уровнем вмешательства для питьевой воды (НРБ-99) носит условный характер, так как обследованные грунтовые воды непосредственно не являются источниками питьевого назначения. Поэтому с точки зрения оценки дозовых нагрузок на население за счет водо потребления эти концентрации имеют значительный запас надежности вследствие раз бавления грунтовых вод «чистыми» водами и сорбции радионуклидов на грунтах с удале нием от мест загрязнения до источников питьевой воды (водозабор р. Систы).

– перенос радионуклидов происходит преимущественно в север ном и северо-западном направлениях, что отвечает направлению регио нального фильтрационного потока;

вместе с тем загрязненные воды за фиксированы и в скважинах, расположенных на заметном удалении от хранилищ в восточном и южном направлениях, что находится в проти воречии с принятыми представлениями о гидродинамике фильтрацион ного потока;

это может быть объяснено локальными флуктуациями поля скоростей фильтрации в период подтопления фундаментов, а также привносом загрязнений из дополнительных неучтенных источников.

Таким образом, наибольший интерес для дальнейшего анализа представляют радиостронций и тритий, являющиеся потенциально опасными для качества подземных вод сопредельных территорий.

3.3.1.2. ИЗУЧЕНИЕ МИГРАЦИОННОГО ПРОЦЕССА ПО ДАННЫМ ПАРАЛЛЕЛЬНОГО ОТБОРА ПРОБ ВОДЫ И ГРУНТА НА РАДИОАКТИВНО ЗАГРЯЗНЕННОМ УЧАСТКЕ В 1996–1999 гг. на территории ЛСК «Радон» было выполнено оп робование подземных вод и грунтов в пределах участка радиационного загрязнения геологической среды. Ручным комплектом «Бур-геолога» пройдено 16 скважин. По существу работы носили режимный характер, так как каждый год (в июне) бурение новых скважин проводилось прак тически в одних и тех же точках. В каждой скважине отбиралось по 10 л воды и по 500 г водонасыщенных песчано-глинистых грунтов для изу чения загрязненности геологической среды и динамики очага радионук лидного загрязнения, а также для определения коэффициентов распре деления радионуклидов в системе «порода – вода». Местоположение скважин показано на рис. 3.7.

Сорбционные равновесия в пределах сформировавшегося ореола загрязнения могут быть изучены по результатам одновременного опре деления концентрации того или иного радионуклида в составе поровых вод и обменного (сорбционного) комплекса породы в одной и той же комплексной пробе.

Методика радиоизотопного изучения водно-породных проб.

Пробы подвергались гамма-спектрометрическому и радиохимическому анализам для определения концентраций гамма-излучающих радионук лидов (134Cs, 137Cs, 60Co) и 90Sr.

Радиохимический анализ 90Sr проведен по стандарту предприятия № 12-8601010М (НИТИ). Метод основан на измерении активности 90Sr по дочернему Y после установле ния радиоактивного равновесия 90Sr–90Y. На первом этапе для контроля радиохимического выхода 90Sr в пробу вводится метка стабильного Sr. Далее проводится двукратная гидро оксидная очистка 90Sr от балластных примесей. В фильтрат после подкисления вносится стабильная метка Y. Проба выдерживается 12–14 сут для накопления дочернего 90Y. По сле установления радиоактивного равновесия между материнским (90Sr) и дочерним (90Y) нуклидами проводится серия гидрооксидных и оксалатных очисток Y от мешающих ра дионуклидов (щелочноземельных элементов, железа, стронция и т.д.). Оксалаты иттрия прокаливаются при 700 0C до трехокиси иттрия. Выход стронция (его потери) определя ется методом атомно-адсорбционной спектрофотометрии (САТУРН-2), выход иттрия – гравиметрическим методом по носителю. Подготовленный препарат оксида иттрия посту пает на бета-радиометрические измерения (УМФ-1500М).

Радиохимическая методика определения 90Sr в грунтах дополняется стадией выще лачивания радионуклидов из минерализованных сухих остатков грунта соляной кислотой.

Эта операция повторяется дважды, чередуясь с кипячением сухого остатка в дис тиллированной воде. Все фильтраты объединяются, и далее анализ проходит, как описано выше для грунтовой воды.

14а 14б 2г 6г 33б 32б 31б 5р 3г 6р 4р 3р 6а 2р 31а 1г 32а 33а 14 13 29а 29б 7а 1р 668в 668в 668б 668а 465 47 22 30б 34а 30а 6 52в 34б 15 16 8г 46 12в 12 9г 2 1а 13а 13б 19А Строительство здания 57а 13б 13а 11а 10г 1 2 3 Рис. 3.7. Схема расположения разведочных скважин для комплексного отбора проб воды и грунта на площадке ЛСК.

1, 2 – скважины, пробуренные в 1997 и 1998–1999 гг. соответственно;

3, 4 – посты контроля атмосферных осадков и воздуха.

Дренажная канава Активность 90Sr в пробе рассчитывается по формуле (Бк/л (или кг)) Nпр - Nф ASr = Ay =, QSrQYV (или m) e-t где Nпр – скорость счета пробы с фоном, имп./с;

Nф – скорость счета фона на радиометре типа УМФ-1500М;

– эффективность регистрации -частиц, отн. ед.;

QSr – выход строн ция, отн. ед.;

QY – выход иттрия, отн. ед.;

e-t – временная поправка на распад 90Y с мо мента его отделения от 90Sr до измерения на радиометре;

V – объем раствора, л;

m – масса грунта, кг.

Чистоту препарата 90Y в виде Y2O3 проверяют по кривой распада активности изо топа.

В подземной воде также определялись объемные концентрации трития. Материалы опробования представлены в табл. 3.4.

По результатам выполненных определений рассчитывались коэф фициенты сорбционного распределения in situ (табл. 3.5) для 137Cs и 90Sr по формуле Kd = (Аисх – Аост)/Аост V/m, где Kd – сорбционный коэффициент распределения радионуклида в рав новесной системе «грунт–грунтовая вода»;

Аисх – исходная (или холо стая) активность радионуклида в экспериментальной грунтовой воде, Бк;

Аост – активность радионуклида в грунтовой воде после сорбции, Бк;

V – объем грунтовой воды в пробе, см3;

m – масса грунтового образца в пробе, г.

Результаты и их анализ. Как следует из табл. 3.5, коэффициенты сорбционного распределения in situ для стронция-90 меняются в сле дующем диапазоне: KdSr = 1,917,0 см3/г. Пониженные величины KdSr наблюдаются для пород, представленных крупнозернистыми песками и гравием. Средние значения составляют 7,5 см3/г. Отметим, что, за од ним исключением (скв. 4р), найденные значения KdSr по результатам опробования 1998 и 1999 гг. достаточно близки.

Значения Kd для цезия колеблются в гораздо более широком диа пазоне: 15–520 см3/г. Они имеют порядок величин, полученный в лабо раторных условиях. Необходимо отметить, что точность определения KdCs относительно невысокая ввиду весьма низких концентраций 137Cs в грунтовой воде, определяемых вблизи порога чувствительности спек трометрической аппаратуры.

Таблица 3.5. Расчетные коэффициенты сорбционного распределения Kd, см3/г № сква 137 Cs Sr жины 1998 г. 1999 г. 1998 г. 1999 г.

1р >520,0 30,5 7,6 9, 2р 40,0 14,5 14,7 10, 3р 201,0 78,6 7,2 7, 4р 24,0 302,0 2,3 14, 5р 19,4 >52,6 12,5 17, Из полученных данных видно, что сорбционная способность грун тов по отношению к 137Cs выше, чем к 90Sr. Наряду с процессом выще лачивания радионуклидов из ТРО хранилищ ЛСК «Радон» идет процесс их сорбции на грунтах, причем площадь загрязнения грунтов Cs в силу большей его задержки барьерами хранилищ и естественными барь ерами (грунтами) меньше, чем Sr.

3.3.2. Влияние ХЖО ЛАЭС на подземные воды района Сеть мониторинга ХЖО ЛАЭС включает 63 пьезометра (рис. 3.8), 5 из которых расположены за пределами территории. Измерения сум марной -активности проводятся, начиная с 1990 г., с периодичностью один раз в месяц. Суммарная -активность включает: активность три тия, 90Sr и некоторых других техногенных радионуклидов, а также ак тивность 40K.

На ХЖО ЛАЭС на протяжении всего периода измерений регист рируется повышенная -активность по сравнению с фоновой радиоак тивностью и радиоактивностью промплощадки ЛАЭС. При этом пре вышение уровня УВвода по 3H и 90Sr не наблюдалось. Наиболее высокие значения удельной активности (104 Бк/л в апреле 1990 г.) характерны для скв. 14 (рис. 3.9).

В дальнейшем -активность здесь также остается наиболее высо кой по сравнению с другими пьезометрами ХЖО, хотя с января 1992 г.

ее максимальные абсолютные значения не превышают 10-10 Ки/л (3,7 Бк/л), что несколько выше фоновых -активностей К и трития.

Pages:     || 2 | 3 | 4 |



© 2011 www.dissers.ru - «Бесплатная электронная библиотека»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.