WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

   Добро пожаловать!

Pages:     | 1 || 3 | 4 |

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

-- [ Страница 2 ] --

При анализе данных мониторинга можно выделить ряд скважин (3, 3А, 4А, 6А, 7, 10, 10А, 13, 14, 26), в которых удельная -активность в тече ние периода измерений неоднократно превышала 10-10 Ки/л. Все эти 50 52 28 41 52А 54 55 34 33А 21А 37 38 38А 21 3А 5А 8А 20 4 7А 22А 7 22 2А 20А 4А 5 6А 9А 23А 10А 24А 45,46,47, за территорией 25 26 11 12 Рис. 3.8. Схема размещения наблюдательных скважин на участке ХЖО ЛАЭС.

Удельная -активность, n·10-11 Kи/л Годы Рис. 3.9. Изменение радиоактивности подземных вод по скважинам 13 (1) и 14 (2) на участке ХЖО ЛАЭС.

.

.

.

.

.

.

.

скважины расположены в северо-западной части рассматриваемого уча стка, вблизи его границы с территорией ЛСК «Радон», ниже по потоку от ХТРО. Затухающий во времени характер изменения -активности (здесь максимальные значения регистрировались в 1990–1991 гг., далее выделялись отдельные пики на фоне общего спада активности) позволя ет связать повышенную активность участка ХЖО ЛАЭС с утечками из хранилищ ЛСК «Радон» (в частности, из фундамента здания 57, распо ложенного менее чем в 50 м выше по потоку).

Результаты тритиевого опробования [82] показали, что в 1991 г.

удельные активности H в пределах участка ХЖО ЛАЭС менялись в основном от 0,7 до 1,4 Бк/л, что превышало природный фон по тритию в 2–100 раз, при этом максимальная удельная активность трития достига ла 76,6·105 Бк/л (скв. 26).

В июле 2000 г. было проведено дополнительное радиогидрохими ческое опробование грунтовых вод из 6 скважин ХЖО ЛАЭС. Резуль таты исследований показали, что вода из скв. 28 содержит повышенную концентрацию Cs и 134Cs по сравнению с другими скважинами (табл. 3.6). Присутствие в грунтовой воде относительно короткоживу щего радионуклида Cs свидетельствует о свежих поступлениях ра диоактивности в грунтовую воду. Источником такого загрязнения мо жет являться здание 660-661 (комплекс по переработке ЖРО). Уровни загрязнения подземных вод 90Sr превышают фоновые концентрации по верхностных пресных вод, как минимум, на порядок.

Таблица 3.6. Результаты гамма-спектрометрических измерений грунтовых вод из пьезометрических скважин регулярного контроля на промплощадке ХЖО ЛАЭС (опробование 27 июля 2000 г.) № сква- Активность, Бк/л 137 134 60 жины Cs Cs Co Sr 14 <0,07 – <0,06 0, 24 <0,1 – <0,06 0, 26 0,3 – <0,04 0, 28 6,3 0,6 <0,09 0, 41 0,2 – <0,07 0, 42 <0,07 – <0,07 0, Таким образом, загрязнение подземных вод на участке ХЖО ЛАЭС связано не только с местными утечками, но и с утечками радио- активных растворов из хранилищ ЛСК «Радон». Это предполагает в дальнейшем рассматривать эти участки как объединенную зону воздей ствия ЛСК «Радон».

3.3.3. Влияние промплощадки ЛАЭС на подземные воды района Сеть мониторинга промплощадки ЛАЭС включает 40 скважин, из них 38 действующих (рис. 3.10). Измерения удельной -активности про водятся один раз в квартал начиная с 1990 г. Удельная активность -излучающих радионуклидов включает активности 3H, 90Sr, некоторых других техногенных компонентов, а также природную активность 40К.

Рис. 3.10. Схема размещения наблюдательных скважин промплощадки ЛАЭС.

Удельная -активность в скважинах промплощадки ЛАЭС колеб лется в пределах (0,71,9) Бк/л. Эти значения приблизительно отвечают природной активности 40К. Таким образом, достаточно трудно выделить часть, обусловленную техногенными компонентами. Исключение со ставляют только данные по нескольким скважинам (1, 6, 8, 18, 29, 32, 34, 36, 37, 38, 39, 40), в которых значения удельной активности неодно кратно за период наблюдения превышали фоновую активность 40К, что, видимо, обусловлено техногенными радионуклидами.

Исследования, проведенные НПО «Радиевый институт» и ГГП «Севзапгеология» в 1991 г. [63, 82], позволили достаточно детально проанализировать существующие на тот момент времени поля загряз нения по отдельным радионуклидам (см. рис. 3.13, 3.14).

Результаты гамма-спектрометрического анализа показали повышенное содержание Cs в грунтовых водах вблизи I очереди ЛАЭС (38–75 мБк/л) и около юго-западной гра ницы территории станции (60 мБк/л). Локальное загрязнение тритием грунтовых вод на блюдалось в районе площадки I очереди (170–180 Бк/л). Вдоль линии Копорской губы в пределах станции присутствовали повышенные уровни 90Sr (35·10-3570·10-3 Бк/л), макси мальные из которых (скважины 1, 3, 4) не всегда совпадали с тритиевыми пятнами. Отсю да следует, что наиболее загрязненными являются грунтовые воды, подверженные прямо му влиянию основных технологических зданий ЛАЭС. Однако нельзя исключить и влия ние на площадку ЛАЭС радиоактивного загрязнения, распространяющегося от хранилищ ТРО ЛСК «Радон».

Таким образом, в 1991 г. отмечалось превышение удельных актив ностей 137Cs (до 6 раз) и 90Sr (до 45 раз) над фоновыми уровнями. При этом содержание радионуклидов во всех случаях оставалось ниже УВвода. Факты надфоновых концентраций радионуклидов на промпло щадке ЛАЭС позволяют предположить, что и в дальнейшем в пределах промплощадки станции подземные воды могли быть загрязнены радио активными веществами станционного происхождения, при этом суще ствующая режимная сеть не позволяла проанализировать тенденции развития ореолов загрязнения и выделить источники загрязнения.

По данным мониторинга ЛАЭС за последние годы (1997–2000 гг.) суммарная -активность грунтовых вод не превышает 2 Бк/л (табл. 3.7).

Выполненные нами исследования развернутого состава радиоактивно сти грунтовых вод из наиболее загрязненных скважин промплощадки ЛАЭС в 2000–2001 гг. показывают, что в грунтовых водах присутству 137 ют Cs и Sr (табл. 3.8) в безопасных концентрациях. Однако по прежнему в большинстве из обследованных скважин на территории промплощадки наблюдаются уровни Sr в грунтовых водах, превы шающие природный фон в 2–5 раз. Очевидно, появление радиостронция в подземных водах связано как с функционированием объектов стан ции, так и с остаточным загрязнением, вызванным в свое время протеч ками в хранилищах ТРО ЛСК (последнее, однако, возможно, если пред положить возможность «быстрого» транспорта радиостронция в ульт ранизких концентрациях).

Таблица 3.7. Среднегодовая объемная активность суммы бета-излучающих радионуклидов в грунтовых водах на промплощадке ЛАЭС (данные регулярного мониторинга ЛАЭС) № Объемная активность, № Объемная активность, сква- n·10-2 Бк/л сква- n·10-2 Бк/л жины 1997 г. 1998 г. 1999 г. жины 1997 г. 1998 г. 1999 г.

1 96 96 137 21 93 89 2 89 104 137 22 89 89 3 89 81 137 23 89 93 4 89 89 137 24 89 89 5 89 89 137 25 89 89 6 89 89 137 26 89 89 7 89 89 148 27 89 89 8 89 89 148 28 89 89 9 89 89 137 29 89 89 10 89 89 137 31 89 100 12 89 89 130 32 126 111 13 126 96 118 33 89 96 14 126 89 137 34 89 89 15 89 89 148 35 89 89 16 89 144 148 36 89 89 17 89 89 130 37 93 107 18 93 89 130 38 89 89 19 89 144 196 39 163 89 20 89 89 137 40 163 89 Таблица 3.8. Результаты гамма-спектрометрических и радиохимических анализов грунтовых вод на промплощадке ЛАЭС № сква- Объем Активность, Бк/л Дата отбора 137 жины пробы, л Cs Sr 1 27.07.2000 10,0 <0,07 0, 2 27.07.2000 10,0 <0,10 0, 9 27.07.2000 10,0 <0,08 0, 16 27.07.2000 10,0 0,15 0, 21 27.07.2000 10,0 <0,09 0, 29 27.07.2000 10,0 <0,09 0, 8 10.01.2001 2,0 <0,37 0, 9 10.01.2001 2,0 <0,44 0, 10 10.01.2001 2,0 <0,41 0, 31 10.01.2001 2,0 <0,48 0, 35 10.01.2001 2,0 1,18 0, 36 10.01.2001 2,0 <0,44 0, 3.3.4. Радиоактивное состояние грунтовых вод на территории НИТИ На промплощадке НИТИ пробурено более 20 наблюдательных скважин, из них 14 – действующие (рис. 3.11). Данные регулярного мо ниторинга грунтовых вод в пределах территории НИТИ показывают, что подземная гидросфера на промплощадке института не загрязнена (табл. 3.9). Содержание 90Sr в воде скважин находится на уровне фоно вой радиоактивности поверхностных вод и не превышает 0,04 Бк/л.

Объемная активность 137Cs, как правило, ниже минимально детектируе мой активности гамма-спектрометрического тракта. Суммарная -ак тивность грунтовых вод в основном связана с активностью 40K (90% от общей активности). Влияние хранилищ ТРО ЛСК «Радон» на радиоак тивность грунтовых вод НИТИ отсутствует.

Рис. 3.11. Условная карта – схема размещения скважин на территории НИТИ.

Таблица 3.9. Радиоактивность грунтовых вод в наблюдательных скважинах на промплощадке НИТИ (данные мониторинга НИТИ) Объемная активность, n·10-2 Бк/л № скважины 137 -активность Cs Sr 1 2 3 1998 г.

3 41±2,6 <4,1 1,1±0, 4 37±3,0 <3,5 <0, 5 18±1,5 <4,2 <0, Окончание табл. 3. 1 2 3 7 21±1,1 <3,7 1,5±0, 10 52±2,2 6,7±3,7 1,9±0, 12 78±2,6 <10,7 0,8±0, 16 22±3,0 <4,8 0,8±0, 1999 г.

2 56±2,2 <4,1 <0, 3 44±4,1 <4,1 2,2±0, 4 67±2,6 <2,4 2,7±0, 5 37±2,6 <2,2 1,0±0, 7 14±3,0 <1,1 <1, 9 74±3,0 <4,2 3,0±0, 10 33±1,5 <4,4 2,4±0, 11 27±1,9 <1,1 1,5±0, 12 78±3,3 <1,5 1,5±0, 14 25±1,5 <1,1 1,2±0, 16 35±3,3 <3,8 1,5±0, 31 126±4,4 12±3,7 1,4±0, 2000 г.

2 27±3,7 <4,4 2,2±0, 3 21±3,7 6,5±3,2 1,8±0, 4 34±6,7 <3,2 2,7±0, 5 18±3,7 <3,1 <0, 6 26±5,6 <3,3 <0, 7 18±3,7 <3,3 <0, 10 17±3,7 <2,4 2,2±0, 11 24±4,4 <2,7 3,3±0, 12 63±12,6 <3,2 1,9±0, 14 21±3,7 <2,9 1,5±0, 16 23±4,4 <2,8 1,8±0, 3.3.5. Характеристика загрязнения подземных вод за пределами промплощадок предприятий В 1991 г. лабораторией региональных экологических исследований НПО «Радиевый институт» была проведена научно-исследовательская работа по оценке радиационного состояния грунтовых вод за пределами промплощадок предприятий [63]. Она во многом базировалась на дан ных опробования режимных скважин (около 30), пробуренных геоло гами ВНИПИЭТ в 1990–1991 гг. за пределами территорий предприятий (рис. 3.12). Результаты измерений радиоактивности грунтовых вод представлены на рис. 3.13–3.14.

Рис. 3.12. Схема расположения контрольных скважин ВНИПИЭТ за пределами территорий предприятий.

I – НИТИ;

II – ЛАЭС;

III – ЛСК «Радон»;

IV – ХЖО ЛАЭС.

Рис. 3.13. Схема загрязнения грунтовых вод промзоны г. Сосновый Бор 3Н.

Точками обозначены контрольные скважины (результаты опробования за пределами промплощадок предприятий);

цифрами – удельная активность Н (кБк/л);

изолинии удельной активности Н построены в результате интерполяции данных как по промзонам предприятий, так и по территории между ними.

Анализ данных показал, что тритий в основном мигрирует в юж ном направлении от ЛСК «Радон»;

ореол загрязнения, огибая юго-за падную границу территории промкомплекса ЛСК – ХЖО ЛАЭС, далее мигрирует на запад в направлении южной части промплощадки ЛАЭС с разгрузкой в Копорскую губу. Однако нельзя исключить движение три тиевых вод в сторону болот и железной дороги. По мере продвижения основного потока удельная активность трития в грунтовых водах резко снижалась (рис. 3.13).

C 4, 560 Копорская губа - 2, 9, 8, 15 4, 8,9 67 6, 11 9, 3,0 0,74 2, 6,9 8, 76 1,9 17 3, 2,2 1, 3, 4, 6, 5, 50 0, 7,1 34 8, 0, 16 4, 4, 0,74 2, 31 7, 74 230 11, 1, 3, Рис. 3.14. Схема загрязнения грунтовых вод промзоны г. Сосновый Бор Sr и 137Cs.

Точками обозначены контрольные скважины: в числителе – удельная активность Sr (мБк/л), в знаменателе – удельная активность 137Cs (мБк/л), «-» – данные отсутствуют.

Распространение 90Sr в грунтовых водах за территорией ЛСК про слеживается практически во всех направлениях (рис. 3.14), однако наи более были загрязнены радиостронцием (аналогично тритию) скважины 72/90, 54/90, 50/90 (20–70 Бк/м3). Анализ данных по загрязнению грун товых вод 137Cs (рис. 3.14) подтверждает, что он практически полностью сосредоточен в пределах промышленного комплекса ЛСК–ХЖО ЛАЭС.

За пределами санитарно-защитной зоны ЛСК (в сторону разгрузки вод от спецкомбината до Копорской губы) содержание 137Cs не превышает 0,4% от УВвода, 90Sr – 1,3% от УВвода, 3H – 40% от УВвода.

К сожалению, в настоящее время большинство из скважин, пробу ренных в 1990–1991 гг. ВНИПИЭТ между территориями предприятий ЛАЭС, НИТИ и ЛСК, не действуют (выведены из системы монито ринга). Более того, развитие строительных работ на территории ЛАЭС привело к ликвидации ряда наблюдательных пунктов, информация по которым наиболее интересна с точки зрения оценки миграции радио нуклидов. Таким образом, восстановление сети наблюдательных сква жин является весьма актуальной проблемой мониторинга состояния геологической среды данного объекта.

3.3.6. Полевые исследования в районе предполагаемого размещения хранилища РАО 3.3.6.1. ИЗУЧЕНИЕ ЕСТЕСТВЕННЫХ ГИДРОГЕОХИМИЧЕСКИХ И ГЕОФИЗИЧЕСКИХ ПОЛЕЙ В РАЙОНЕ РАЗМЕЩЕНИЯ ХРАНИЛИЩА В КЕМБРИЙСКИХ ГЛИНАХ 3.3.6.1.1. Геолого-гидрогеологическая съемка и результаты гидрогеохимического опробования родников На участке проектируемого строительства хранилища РАО в кем брийских глинах (рис. 2.3, 2.4) в июне 1998–1999 гг. была выполнена геолого-гидрогеологическая съемка масштаба 1:10 000. Основной целью этих работ являлось изучение геолого-гидрогеологического разреза уча стка предполагаемого строительства хранилища. Геологические мар шруты были выполнены по трем ручьям, дренирующим ордовикское плато на участке исследований (рис. 3.15). Эти ручьи начинаются в ос новании известняков и прорезают весь геологический разрез, врезаясь в кембрийские глины на Предглинтовой низменности. Геолого-гидро геологические наблюдения в пределах русел поверхностных водотоков включали в себя наблюдения за особенностями разгрузки подземных вод в эрозионную сеть участка, а также картирование геологических границ пород различных литологических разностей.

Особенности геологического строения. В пределах участка расположены три ру чья, являющиеся притоками р. Воронки, которая, в свою очередь, впадает в Финский за лив. Рельеф большей части участка слабовсхолмленный, в северной части – с резким по нижением вдоль глинта и углами склона до 12о, а в некоторых случаях, вдоль бортов ручьев, и более. В геологическом строении района и участка работ принимают участие следующие породы (рис. 3.16). В основании разреза находится толща слабосцементиро ванных песчаников ломоносовского горизонта кембрийского возраста, выходящих на Рис. 3.15. Схема гидрогеологического опробования участка проектируемого хранилища РАО (точками показаны места опробования).

Рис. 3.16. Схематический гидрогеологический разрез по ручью Центральному (по материалам рекогносцировочного маршрута):

1 – тонкозернистые пески;

2 – валунные суглинки и супеси;

3 – известняки волховского горизонта;

4 – глауконитовые песчаники, реже глины леэтской свиты;

5 – диктионемовые сланцы, внизу – с прослоями желтых песчаников пакерортского горизонта (копорская свита);

6 – мелкозернистые песчаники пакерортского горизонта (копорская свита);

7 – пластичные голубые глины (лонтоваский горизонт, сиверская свита);

8 – источник.

поверхность в районе г. Сосновый Бор. Выше залегают пластичные синие глины кембрий ского возраста. Мощность этой толщи составляет в районе пос. Копорье около 90 м по данным бурения. Кембрийские глины перекрываются породами ордовикского возраста – мелкозернистыми красноцветными песчаниками (тосненская свита) и диктионемовыми сланцами (копорская свита) пакерортского горизонта мощностью 10–12 м. К последним приурочены многочисленные рудопроявления урана, что определяет их повышенную радиоактивность. Выше по разрезу залегает горизонт глауконитовых песчаников мощно стью 4–5 м. Верхняя часть разреза представлена известняками волховского горизонта, выклинивающимися на склоне глинта. Мощность их возрастает в южном направлении.

Рыхлые образования представлены моренными отложениями – валунными суглинками и супесями и тонкозернистыми песками. Породы залегают моноклинально с падением к югу под углом в первые градусы.

По склонам глинта проведены геологические маршруты, в результате которых по строена геологическая схема участка работ. По результатам настоящей съемки не удалось выделить разрывные нарушения, однако геоморфологические наблюдения позволяют предположить наличие такого рода нарушений на участке работ. Полоса глинта (протя женностью около 14 км) от пос. Копорье до дер. Воронино прорезается тринадцатью ручьями, три из которых находятся в пределах участка. Расстояние между ручьями со ставляет 450 и 300 м, также отмечается глубокий (более 20 м) врез долин, в то время как остальные ручьи расположены в пределах полосы равномерно со средним расстоянием около 1 км. Эти данные говорят о вероятности приуроченности местных водотоков к раз рывным нарушениям.

Гидрогеохимические исследования и мониторинг. В процессе геолого-гидрогеологической съемки была выполнена гидрогеохимиче ская съемка родников, разгружающихся в бортах долин ручьев. Место положение родников показано на рис. 3.15 (съемки 1998 и 1999 гг.). Оп робованные родники включены в наблюдательную режимную сеть. В 1998 г. было опробовано 15 родников. Повторное опробование родни ков было выполнено в июне 1999 г. Результаты химических анализов приведены в табл. 3.10. Результаты химико-аналитических работ пока зали, что подземные воды ордовикского водоносного комплекса, зале гающего над кембрийскими глинами, пресные, гидрокарбонатные каль циевые и магниево-кальциевые с повышенным содержанием железа (выше ПДК – 0,3 мг/л), максимальные концентрации железа характерны для подземных вод диктионемовых сланцев, где из-за наличия органи ческого вещества формируется восстановительная обстановка, способ ствующая повышенной миграционной способности закисного железа (Fe2+);

его концентрация достигает 1 мг/л. Подземные воды, дренирую щие ордовикские известняки, характеризуются наивысшей (до 400 мг/л) минерализацией и повышенной жесткостью до 6,2 мг-экв/л. В ряде род ников (16, 17) разгружаются ультрапресные воды с минерализацией менее 100 мг/л. Они характеризуются относительно высокими (до 16,8 мг/л) концентрациями нитратов и ионов аммония (до 1,5 мг/л), что связано с поступлением дренажных вод сельскохозяйственных угодий через карстовые воронки в водоносный горизонт.

В процессе гидрогеохимического опробования был обнаружен родник 4, дренирующий диктионемовые сланцы, отличием которых яв ляется повышенная фоновая радиоактивность. Он может быть целеб ным, а подземные воды по химическому составу подобными лопухин ским минеральным радоновым водам. Охристые осадки родника, обра зующиеся при разгрузке подземных вод, имеют повышенный радиаци онный фон до 70 мкбэр/ч.

Отличительной особенностью гидрохимического опробования родников 1999 г. на участке предполагаемого строительства хранилища РАО является то, что лето в этом году было аномально жарким. Днев ные температуры в период съемки достигали 36 °С в тени. Многие род ники, опробованные в 1998 г., в июне 1999 г. пересохли. Сохранились лишь источники, разгружающиеся на более низких гипсометрических отметках. Гидрохимический тип подземных вод сохранился, но минера лизация их повысилась до 500–600 мг/л, уменьшилась концентрация нитратов, связанных с сельскохозяйственной деятельностью на участке работ.

С целью выявления природных трассеров, указывающих на гид равлическую связь ордовикского водоносного комплекса, залегающего над кембрийскими глинами, с ломоносовским водоносным горизонтом, а также определения фоновых концентраций стабильных изотопов це зия и стронция были опробованы и выполнены полные химические ана лизы подземных вод выше указанных горизонтов (табл. 3.11). Проба воды ломоносовского горизонта отобрана из водозабора пос. Котлы, проба воды из ордовикского водоносного комплекса – из родника 52 на левом ручье. Верхнекотлинский водоносный горизонт был опробован из скважины завода «Скороход». Сравнение химического состава подзем ных вод, залегающих выше и ниже кембрийских глин, указывает на отсутствие гидравлической связи между ордовикским водоносным ком плексом и ломоносовским горизонтом.

Подземные воды ордовика, как было отмечено выше, по макро компонентному химическому составу являются гидрокарбонатными кальциевыми, с минерализацией до 500 мг/л. Концентрация хлорид- ионов изменяется от 3 до 9 мг/л, натрия – в пределах первых милли граммов на литр. Ломоносовский же горизонт содержит гидрокарбонат ные натриевые воды с минерализацией до 670 мг/л. Концентрация хло рид-ионов достигает 50 мг/л, натрия – 150 мг/л, калия – 4 мг/л. Верхне котлинский водоносный горизонт содержит минеральные подземные воды, относящиеся к хлоридным натриевым водам XXVII категории по классификации минеральных вод, с минерализацией 4,8 г/л (табл. 3.11).

Пьезометрический уровень подземных вод верхнекотлинского гори зонта на заводе «Скороход» располагается на глубине 28 м и соответст вует положению кровли кембрийских глин. Сравнение химического состава с выше лежащими горизонтами позволяет утверждать о хоро шей защищенности горизонта от потенциального загрязнения.

Таблица 3.11. Результаты химического анализа проб воды, отобранных из различных водоносных горизонтов Содержание, мг/л Ломоносовский Ордовикский Нижнекотлинский Компонент водоносный гори горизонт (точка горизонт (скв. 2, зонт (водозабор наблюдения 52) завод «Скороход») Котлы) 1 2 3 Гидрокарбонат-ион 369 ± 22 458 ± 18 < Сульфат-ион 15,1 ± 4,5 4,9 ± 2,1 < Хлорид-ион 8,8 ± 0,4 49,2 ± 25 Нитрат-ион 2,9 ± 0,5 < 0,1 < 0, Нитрит-ион < 0,02 < 0,02 < 0, Ион аммония 7,4 ± 1,5 6,8 ± 1,4 0, Фосфат-ион < 0,04 < 0,04 < 0, Ca 78,7 ± 7,4 5,2 ± 0,5 130, Mg 25,7 ± 2,6 2,6 ± 0,3 Na 2,6 ± 0,3 148 ± 15 K 1,6 ± 0,2 4,3 ± 0,4 20, Feобщ 0,10 ± 0,03 0,08 ± 0,02 0, Cs < 0,1 < 0,1 7, Al 0,06 ± 0,02 0,022 ± 0,007 0, Be 0,0003 ± 0,00001 < 0,0002 < 0, Cr 0,005 ± 0,002 < 0,005 < 0, Sr 0,078 ± 0,008 0,11 ± 0,01 2, Ni < 0,005 < 0,005 < 0, Co < 0,005 < 0,005 < 0, Cu 0,003 ± 0,001 0,007 ± 0,002 < 0, Mn 0,005 ± 0,002 < 0,005 0, Zn < 0,005 < 0,005 0, Cd < 0,0002 < 0,0002 0, Sn 0,4 ± 0,1 0,07 ± 0,01 0, Окончание табл. 3. 1 2 3 Si 3,9 ± 0,4 4,7 ± 0,5 0, As < 0,005 < 0,005 < 0, Ti 0,005 ± 0,002 < 0,005 < 0, V 0,013 ± 0,003 < 0,01 0, Pb < 0,005 < 0,005 < 0, Ba 0,035 ± 0,004 0,066 ± 0,007 0, рН 7,4 ± 0,1 8,0 ± 0,1 7, Примечание. Анализы выполнены в Механобр-Аналит, протокол испытаний 261-1, 261, 167.

3.3.6.1.2. Исследование и мониторинг естественных геофизических полей В ходе геолого-геофизических исследований решались следующие задачи: уточнение геологического строения участка;

изучение физиче ских свойств пород, слагающих участок, в естественном залегании;

по строение физико-геологической модели участка;

оценка «фонового» (до начала воздействия на геологическую среду) состояния геофизических полей.

Методика и виды исследований. В соответствии с поставлен ными задачами и учитывая значительные размеры участка (более 2 км2), геофизические исследования были сконцентрированы на опорном про филе, проходящем через центр участка.

В пределах профиля были проведены следующие виды работ:

1. Вертикальные электрические зондирования выполнялись двумя трехэлектрод ными установками AMN и MNB по методике «сплошных» зондирований [46]. Расстояние между точками зондирования и шаг по оси разносов составляли 2 м, максимальный разнос – 21 м. При проведении зондирований использован комплект аппаратуры ЭРА, съемка ве лась на частоте 4,88 Гц. На южном конце профиля на расстоянии 750 м от склона глинта выполнено одиночное зондирование дипольно-параллельной установкой с максимальным разносом 300 м с целью определения глубины залегания кровли синих глин.

2. Радиометрические наблюдения выполнены с шагом 0,5 м при непрерывном кон троле за радиоактивным фоном с помощью наушников. Кроме наблюдений по опорному профилю выполнены наблюдения за радиоактивностью в полосе шириной 100 м вдоль проектного положения подъездной дороги к хранилищу. Природа выявленных аномалий радиоактивности уточнена с помощью гамма-спектрометрических наблюдений.

Раздел написан совместно с К.В. Титовым.

3. Выполнено изучение переменного естественного электрического поля (ПЕЭП) для оценки однородности толщи известняков и выявления разрывных нарушений по двум параллельным профилям в широтном и одному в меридиональном направлении. Метод ПЕЭП основан на регистрации средней напряженности переменного естественного элек трического поля, вызванного вариациями магнитного поля Земли в звуковом диапазоне частот. Относительно пониженные значения напряженности электрического поля отве чают пониженным величинам удельного сопротивления горных пород. Глубина исследо ваний для данного разреза может быть оценена в 100–150 м. Измерения велись на час тоте 8 Гц приемной линией длиной 50 м.

Анализ результатов наземных геофизических исследований.

Результаты наземных геофизических исследований позволили оценить физические свойства пород [44], слагающих участок. В первую очередь, принимая во внимание планируемое строительство здесь подземного хранилища РАО, изучалась радиоактивность пород. Учитывая тот факт, что в 15 км к югу по данным аэрогамма-спектрометрической съемки отмечаются повышенные содержания радиоцезия в почве, принималась в рассмотрение возможность обнаружения более высокой радиоактив ности как естественного, так и техногенного происхождения.

Радиометрические наблюдения в 1998 г. были сконцентрированы преимущественно в полосе шириной 100 м вдоль планируемой подъ ездной дороги к хранилищу, где наиболее вероятны потери РАО, и в пределах глинта. В результате наблюдений отмечены повышенные зна чения радиоактивности на склоне глинта приблизительно на одном гип сометрическом уровне (рис. 3.17). Для оценки природы выделенной аномалии выполнены гамма-спектрометрические наблюдения, подтвер дившие естественное происхождение аномалии (связанной с большим содержанием U(Ra) и К в диктионемовых сланцах) – рис. 3.18. Радиоак тивность остальных образований – известняков, песчаников, глин – ха рактеризуется низкими значениями, при этом названные породы слабо различаются по радиоактивности.

В 1999 г. радиометрические и спектрометрические наблюдения осуществлялись по профилю, расположенному на дне центрального ло га. Замеры делались каждые 10 м непосредственно на обнажениях гор ных пород. На тех участках, где не было обнажений, точки наблюдений располагались как можно ближе к тальвегу лога, там, где мощность де лювия была наименьшей. Таким образом, значения радиоактивности и содержания радиоактивных элементов привязывались непосредственно к литологическим разновидностям пород (табл. 3.12).

Y, м мкР/час профиль профиль Масштаб 0 100 200 м дорога Р- X, м Рис. 3.17. План изолиний гамма-излучений вдоль проектируемой дороги к хранилищу РАО.

1 – ручей;

2 – проселочные дороги;

3 – участки детальных работ.

Таблица 3.12. Физические свойства пород участка по данным радиометрических измерений Радиоактив- К, U(Ra), Th, Породы ность, кбэр/ч n·10-1, % n·10-4, % n·10-4, % Известняки 17 15 2 Песчаники глауконитовые 22 25 5 Сланцы диктионемовые 75 30 35 Песчаники красноцветные 25 22 13 Глины синие 24 22 12 [U], n·0,0001, % [Cs], Kи/км [K], n·0,1, % [Th], n·0,0001, % 0 50 100 150 200 метры Расстояние, м Рис. 3.18. Изменение содержаний U, Th, К, и Cs по профилю 6 на участке 2.

Сланцы диктионемовые n Красноцветные Песчаники песчаники глауконитовые Глина 70 Известняк -активность, мкбэр/ч.10- Калий, n, %.10- Радий, n, %.10- Торий, n, % 0 40 80 120 160 200 240 280 320 360 400 440 480 520 Расстояние, м Рис. 3.19. Результаты радиометрических и спектрометрических наблюдений по дну центрального лога (1999 г.).

На рис. 3.19 видно, что диктионемовые сланцы проявляются чет кой аномалией -активности, за счет повышенного содержания в них U(Ra). Отдельные аномалии -активности в верхней части лога (напри мер, на пикете 40) связаны с наличием в делювии гранитных (очевидно, остатки ледниковых отложений) валунов, что можно определить по по вышенным содержаниям K и Th, характерным для гранитов.

Данные электрических зондирований позволили многократно оце нить удельное электрическое сопротивление пород участка, так как ре зультаты зондирований были заверены и подтверждены геологическими наблюдениями на обнажениях, расчистках и в шурфе, вскрывшем пере слаивание диктионемовых сланцев и красноцветных песчаников, харак терное [77] для их контакта (табл. 3.13).

Таблица 3.13. Физические свойства пород участка по данным электрических зондирований Удельное электрическое Радиоактивность, сопротивление, мкбэр/ч Породы Ом·м ср.

min max ср. геом. min max арифм.

Известняки 126 230 164 15 20 Песчаники глауконитовые 322 650 470 20 24 Сланцы диктионемовые 58 200 116 60 300 Песчаники красноцветные 285 850 473 23 26 Глины синие 18,2 23,5 20,5 23 26 Повторные наблюдения по тем же точкам в следующем, 1999, году позволили установить степень изменчивости геоэлектрического фона на участке, составившую не более 5–7% на равнинной части участка и около 30% на склоне.

Основные выводы по результатам проведенных исследований сво дятся к следующему:

1. В пределах участка работ установлено наличие радиоактивных аномалий естественного происхождения и определена природа этих аномалий. Источником аномалий -активности служат повышенные содержания урана и тория в диктионемовых сланцах.

2. По данным электрозондирований определены геоэлектрические свойства пород участка. При помощи повторных наблюдений установ лено, что сезонные колебания геоэлектрического фона не превышают 30%, в среднем – 5–7%. Это является положительной предпосылкой для организации мониторинга удельного электрического сопротивления.

3.3.6.1.2. ОЦЕНКА СЕЙСМОТЕКТОНИЧЕСКИХ УСЛОВИЙ ТЕРРИТОРИИ ЛСК «Радон» ПО ДАННЫМ РАДОН-ГЕЛИЕВОЙ СЪЕМКИ Поскольку предполагается строительство долговременных под земных сооружений, рассчитанных на многие десятки и сотни лет экс плуатации, в верхнекотлинских глинах, то одним из важнейших вопро сов оказывается корректная оценка сейсмотектонических условий уча стка захоронения. В частности, строительство проектируемого храни лища целесообразно только в случае сейсмически благоприятного про гноза, так как активизация тектонических нарушений может привести к разрушению сооружения и связанным с этим отрицательным воздейст вием на окружающую среду.

Ленинградская область относится к благоприятной в тектониче ском отношении 3,5-балльной территории по шкале Рихтера. Однако в настоящее время уровень знаний о сейсмической активности региона и вообще уровень геологических знаний не позволяют дать даже качест венный сверхдолгосрочный прогноз. На наш взгляд, имеется возмож ность значительно уменьшить последствия возможных ошибок при вы боре места заложения сооружения. Для этого участок строительства должен располагаться вне зон активных тектонических нарушений, ко торые могут в будущем стать участками подвижек земной коры. По этому нами была выполнена поисковая стадия исследований по оценке тектонических условий территории ЛСК с использованием геохимиче ских методов исследований подпочвенных газов.

Изотопно-геохимические основы радон-гелиевой съемки. При родное распределение гелия и радона в земной коре начали активно изучать в связи с поиском урановой минерализации. Поскольку оба элемента являются продуктами распада изотопов уранового и ториевого радиоактивных семейств, их предполагалось использовать в качестве поискового признака. Огромный объем выполненных работ позволил сформулировать условия образования в подземных водах и подпочвен ных газах ореолов повышенной концентрации гелия и радона. Было обнаружено, что радон образует, как правило, «плотные» ореолы вблизи геологических тел, имеющих повышенные содержания урана и тория. В противоположность этому считается, что аномалии гелия слабо корре лируют с высокими концентрациями радиоактивных элементов, а чаще приурочены к зонам значительной трещиноватости. Детальные иссле дования позволили выяснить причины обнаруженных закономерностей.

Радон (в данном случае и далее радон-222, или 222Rn), как радиоак тивный элемент с периодом полураспада (Т1/2) всего 3,82 сут, не может накапливаться в подземной гидросфере и почвенных газах. Поэтому линейные размеры аномалий радона, фиксируемые аппаратурой, опре деляются в первую очередь скоростью конвективного потока воды или газов. В большинстве случаев миграция радона относительно исходной аномалии радия не превышает первых метров или первых десятков мет ров. В результате радон при геохимической съемке подпочвенных газов является малоглубинным трассером.

Гелий (гелий-4, 4Не), как стабильный изотоп, накапливается в под земных водах и газах. Происходит «запоминание» истории контакта воды с породой, при этом заметные избыточные концентрации гелия формируются в процессе длительного (тысячи и миллионы лет) кон такта воды или газа с породой. В результате при съемке подпочвенных газов гелий оказывается элементом, трассирующим зоны разгрузки глу бинных вод и, следовательно, является глубинным трассером.

Таким образом, хотя и радон и гелий образуются за счет радиоак тивности элементов уранового и ториевого рядов, механизм формиро вания гелиевых и радоновых аномалий различен. На наш взгляд, это различие позволяет более надежно локализовать именно сейсмически опасные тектонические нарушения. Дадим некоторые пояснения.

Во-первых, гидрогеологический анализ показывает, что сейсмиче ски активные разломы должны иметь более высокую проводимость для флюидов (воды и газов). В противном случае зоны трещиноватости бы стро, а по геологическим меркам почти мгновенно теряют проницае мость, залечиваясь вторичными минералами, которые зачастую содер жат повышенные содержания урана и тория. Таким образом, обнаруже ние проницаемости, а значит, и постоянно обновляемой трещиновато сти говорит о существовании непрерывных микросейсмодвижений, ко торые обычно подтверждаются также геофизическими наблюдениями.

Во-вторых, установленная корреляция гелия и радона указывает на возможную их быструю совместную вертикальную миграцию. Так как ни гелий, ни радон не могут образовать в подземной гидросфере от дельную свободную фазу, их совместный перенос возможен только с водой или спонтанными газами (обычно это метан или углекислота).

Таким образом, совмещенные аномалии гелия и радона должны указы вать на зоны вертикальной циркуляции флюидов, охватывающей значи тельные (сотни метров) участки геологического разреза. Очевидно, что такая зона повышенной проницаемости может быть обусловлена только тектонической трещиноватостью.

В-третьих, на контакте насыщенной зоны и зоны аэрации происхо дят однонаправленный (по термодинамическим свойствам) переход ге лия и радона из воды в подпочвенные газы и образование аномалий в них. Поскольку скорость газообмена зоны аэрации с атмосферой значи тельно выше темпов дегазации, существование совместных гелий-радо новых аномалий в подпочвенных газах возможно только при постоян ном подтоке избыточных глубинных газов. Поскольку в зоне аэрации поток избыточных (по отношению к атмосфере) газов имеет субверти кальное направление, линейные размеры аномалий в подпочвенных га зах в плане, в первом приближении, должны не сильно превышать ли нейные размеры тектонических зон.

Таким образом, применяемый нами подход состоит в том, чтобы при совместном использовании гелиевой и радоновой съемок резко по высить информативность геохимических исследований для целей сейс мотектонического исследования территорий.

Методика полевых работ и обработки материалов. Измерения концентраций ге лия [4Не] в подпочвенных газах выполнялись на серийном полевом приборе «ИНГЕМ-1».

Подробно принцип действия прибора и методы поверки описаны в работе [49]. Точность измерения концентраций гелия на уровне его атмосферных содержаний составляет 25– 50% и быстро улучшается при росте концентраций, составляя около 5–10% при содержа ниях, на порядок и более превышающих атмосферные. Для целей выявления зон активных разломов измерения могут производиться в относительных единицах, без пересчета в действительные концентрации.

Для измерения -активности радона (222Rn) и торона (220Rn) использовался серий ный полевой прибор «РАДОН-6М». Принцип работы прибора основан на измерении све чения слоя сцинтиллятора в камере, куда закачивается опробуемый газ. Поверяется при бор в полевых условиях по тарированному источнику излучения. Точность измерений в рассматриваемых условиях, оцененная по стандартному источнику, составляла около 10– 20% в диапазоне скоростей счета, характерных для исследованного полигона.

Площадь ЛСК «Радон» (32 га) была покрыта почти равномерной сеткой измерений с шагом около 80 м. На каждой точке опробования выполнялся комплекс работ и измере ний, позволяющий оценить концентрации гелия-4, радона и торона. Всего на полигоне было выполнено измерение по 48 точкам, 7 точек были измерены дважды с интервалом в сутки, что позволило оценить погрешность воспроизводимости анализа и кратковремен ную стабильность наблюдаемых аномалий.

Первичная обработка полученных данных выполнялась следующим образом:

для всех точек наблюдения рассчитывались величины концентрации гелия, суммар ной -активности, концентраций радона и торона;

по этим данным строились карты изолиний концентраций гелия, суммарной -ак тивности, радона и торона;

на картах производилась разбивка исследуемого участка по сетке 1010 м и рассчи тывались средневзвешенные по площади значения компонентов и вариации относительно средневзвешенного на этой же сетке;

для всех компонентов строились карты изолиний концентраций в процентах отно сительно средневзвешенного по площади значения для данного компонента (далее в тек сте для краткости эти карты будут называться картами концентраций).

Анализ результатов геохимических работ. При анализе резуль татов полевых работ рассматривались карты гелия и радона (рис. 3.20).

Из рассмотрения была исключена карта суммарной -активности, так как на нее заметно влияют вариации торона, концентрации которого определяются содержанием тория в приповерхностном слое грунта. Так а I II Чистая зона В A С Грязная зона 0 100 м б I II Грязная зона Чистая зона А С 0 100 м 1 2 3 4 5 B A Рис. 3.20. Карты изолиний концентраций гелия (а) и радона (б) (% относительно средневзвешенного по полю).

1 – территория ЛСК «Радон»;

2 – граница между «чистой» и «грязной» зонами;

3 – изоли нии концентраций (отн. %);

4 – линеаменты геохимической структуры территории;

5 – границы выделенной по геохимическим данным аномальной зоны, литера А (см. текст);

6 – аномальная точка по содержанию гелия, предположительно техногенного происхож дения (см. текст). На врезке II проведен контур территории ЛСК «Радон» и обозначена зона поверхностного загрязнения с радиоактивностью почвы свыше 250 мкР/ч.

как период полураспада торона всего Т1/2 = 56 с, на данном этапе он не пригоден для исследования сейсмотектонических условий участка.

Первичный анализ карт концентраций гелия и радона в подпочвен ных газах указывает, что суммарный их размах составляет от –60 до +510% для гелия и от –100 до +260% для радона. Территория ЛСК, в первом приближении, может быть разделена на две неравные части:

• северо-восточная часть, в основном совпадающая с чистой зоной, имеет спокойное распределение поля концентраций, особенно в поле гелия (концентрации гелия варьируют от –20 до 0%, радона от –60 до +120% без ощутимой корреляции трассеров – рис. 3.21).

В свете изложенных выше основ радон-гелиевой съемки эта часть территории может быть интерпретирована как спокойная в текто ническом отношении;

• юго-западная часть, в основном совпадающая с «грязной» зоной, имеет ряд ориентированных в северо-западном направлении поло жительных и отрицательных аномалий радона и гелия (концентра ции гелия варьируют от –20 до +60%, радона от –60 до +260% с за метной корреляцией трассеров – рис. 3.21). Этот участок имеет геохимические признаки наличия тектонических нарушений и под робнее будет рассмотрен ниже.

Выделяется также одна резко выпадающая точка по гелию с пико вой концентрацией +510% (точка В на рис. 3.20, а), которая на данном этапе будет исключена из рассмотрения, так как она, возможно, несет техногенный характер (расположена на границе «чистой» и «грязной» зон в районе необорудованной свалки активированного угля и техноло гических отходов механического цеха).

Учитывая это последнее обстоятельство, а также то, что теоретиче ски вещества, хранимые на ЛСК, сами по себе могут быть источниками радона и гелия, было выполнено сравнение карт с данными по поверх ностному загрязнению и загрязнению подземных вод. Результаты срав нения позволяют сделать следующие выводы:

– подавляющая часть изотопов, формирующих радиоактивное за грязнение на территории ЛСК, – это - и -излучатели;

значимое пре вышение -активности над природным фоном в подземных водах и почвах ЛСК не наблюдается;

– полоса почвенного загрязнения в целом вытянута вдоль длинной оси территории ЛСК с юго-запада на северо-восток и пересекает, таким образом, обнаруженные аномалии почти под прямым углом;

а Концентрации гелия, отн. % - -100 0 100 200 б - -100 0 100 Концентрации радона, отн. % Рис. 3.21. Соотношение между содержаниями радона и гелия в подпочвенных газах на территории ЛСК «Радон» по данным геохимической съемки в октябре 2000 г.

а – суммарные данные по всей территории, эллипсом выделены точки, отвечающие веро ятной техногенной аномалии по гелию;

б – геохимические данные по зоне А, преобразо- ванные для построения синтетической карты.

– участкам с максимальным почвенным загрязнением соответст вуют отрицательные (относительно средневзвешенного) или близкие к нулевым концентрации радона и гелия.

Таким образом, влиянием техногенного загрязнения на поле гелия и радона можно полностью пренебречь.

Теперь перейдем к более подробному рассмотрению геохимиче ских аномалий, указывающих на возможное наличие активных в сейс мическом отношении тектонических разломов. В целом на территории ЛСК радон и гелий образуют вытянутые аномалии (отклонения от сред невзвешенного), линеаментный анализ которых указывает на то, что их длинные оси ориентированы преимущественно с юго-востока на северо запад. Ряд положительных и отрицательных аномалий в юго-западной части ЛСК образует единую полосу, а направление осей аномалий пол ностью совпадает.

Обнаружено, что местоположение, знак и конфигурация аномалий гелия и радона в пределах этой полосы еще более тесно коррелируют друг с другом при смещении карты по гелию как единого целого на юго-юго-восток относительно карты по радону (рис. 3.22). При этом синтетическая карта по гелию и радону остается подобной двум исход ным картам (по гелию и радону отдельно), что возможно только при тесной корреляции этих двух компонентов.

I II Грязная зона Чистая зона А В С 0 100 м 1 2 3 4 5 B A Рис. 3.22. Синтетическая карта изолиний концентраций гелия и радона (% относительно средневзвешенного по площади), с учетом гипотетического сноса гелия в горизонтальном потоке.

Обозначения см. рис. 3.20.

Наличие обнаруженного смещения указывает, скорее всего, на влияние потока подземных вод, сдвигающего аномалию гелия на се веро-северо-запад относительно исходного ее положения в плане за время подъема флюида по разрезу из глубины к поверхности. Направ ление смещения при этом в целом совпадает с направлением региональ ного потока подземных вод при его разгрузке в Финский залив.

Выделенная полоса аномалий по радону и гелию локализует веро ятное местоположение нарушения. Физически по данным ЛСК в преде лах очерченной полосы находится засыпанный во время строительства комбината овраг с ручьем (глубокий около 3 м). Здесь же располагается зона относительно более крупнозернистых песков грунтового водонос ного горизонта, которые и использовались для засыпки [72].

Наша интерпретация заключается в том, что, вероятнее всего, за ложение засыпанного ранее ручья обусловлено наличием тектониче ского нарушения. Это предположение подтверждается тем, что согласно детальным геоморфологическим наблюдениям на участке «Копорье» особенности строения долин ручьев указывают на высокую вероятность их приуроченности к разрывным нарушениям (разд. 3.3.6.1.1).

Полученные материалы позволяют сделать следующие выводы:

1. Совпадение полей двух таких разнородных трассеров, как гелий и радон, свидетельствует о наличии зоны повышенной проницаемости глубокого заложения, которая простирается в северо-восточном направ лении и пересекает территорию ЛСК «Радон» приблизительно в сред ней части в пределах «грязной» зоны.

2. Обнаруженная зона повышенной проницаемости, скорее всего, обусловлена как наличием более высокой тектонической трещиновато сти в фундаменте, так и приуроченной к ней переуглубленной долины в чехле (что является типичной ситуацией для северо-запада Русской платформы).

3. Предварительный количественный анализ указывает также на то, что юго-западная часть территории ЛСК, имеющая бльшую неод нородность поля гелия и радона, чем северная, отвечает, видимо, при поднятому тектоническому блоку фундамента, а северная – опущен ному.

4. Для более точной локализации обнаруженной аномально прони цаемой зоны и прослеживания ее направления необходимо выполнить дополнительную съемку территории комбината по более густой сетке и дополнить ее съемкой вне территории комбината.

3.4. ПРАКТИЧЕСКИЕ РЕКОМЕНДАЦИИ ПО ОРГАНИЗАЦИИ СИСТЕМЫ МОНИТОРИНГА ПОДЗЕМНЫХ ВОД И ПРОВЕДЕНИЮ ДОПОЛНИТЕЛЬНЫХ ИССЛЕДОВАНИЙ И РЕЖИМНЫХ НАБЛЮДЕНИЙ В СОСНОВОБОРСКОМ РАЙОНЕ Общие положения. Целью регионального радиоэкологического мониторинга подземных вод в районе г. Сосновый Бор является опера тивное, объективное и наиболее полное отслеживание радионуклидного состава подземных вод для оценки и минимизации радиационного риска для населения и природной среды при различных (ранних, текущих и прогнозируемых) состояниях подземных вод в результате штатной экс плуатации и аварийных ситуациях на объектах атомно-промышленного комплекса.

Мониторинг подземных вод является составной частью регио нального мониторинга природной среды. Последний, в свою очередь, должен быть сопряжен с Единой государственной автоматизированной системой контроля радиационной обстановки (ЕГАСКРО).

Опыт проведения комплексного радиоэкологического мониторин га в районе г. Сосновый Бор показывает, что радиационный мониторинг подземных вод – его наиболее сложная и трудоемкая часть. Это вызвано рядом причин, основными из которых являются:

проблема организации единой сети наблюдения за состоянием подземных вод;

проблема получения достоверных, статистически обоснованных, фоновых концентраций радионуклидов в условиях проявившихся по следствий Чернобыльской аварии (когда радионуклидное загрязнение, вызванное выбросами на АЭС и утечками из хранилищ РАО, может накладываться на исходный фон);

необходимость периодического бурения разведочных скважин и отбора параллельных образцов грунтов и воды для изучения физико химических взаимодействий на радиоактивно загрязненных участках;

трудоемкость отбора проб, пробоподготовки и проведения радио химического анализа подземных вод и пород;

сложность оценки и прогноза дозовых нагрузок на человека по рыбной и питьевой цепям из-за отсутствия взаимоувязанного комплекса математических моделей фильтрации, массопереноса и смешения (раз бавления) в приемных водоемах;

проблема расчета контрольных концентраций радионуклидов в грунтовых водах с привязкой к контролируемой территории.

Как известно, ориентация в оценках на допустимые концентрации радионуклидов по стандартам питьевых вод (УВвода по НРБ-99 [30]) обоснована для характеристики качества грунтовых вод только в том случае, если последние служат непосредственно источником водозабора для питьевых нужд. Как правило, изучаемые объекты, влияющие на качество воды, находятся в промышленных зонах, которые удалены от источников водоснабжения на значительные расстояния.

Остановимся подробнее на вышеперечисленных аспектах.

Организация системы мониторинга подземных вод в регионах с множеством предприятий – источников радиационной опасности – предполагает, наряду с ведомственным контролем качества вод на сво их площадях, организацию мониторинга в регионе в целом, т.е. до полнительного мониторинга между кустами предприятий, прежде всего в областях транзита загрязнения от источников к зонам разгрузки вод в ближайшие питьевые водозаборы и водоемы, специализирующиеся на рыборазведении и рыболовстве. Важное значение при этом должно быть уделено и «фоновому» мониторингу подземных вод, дающему точку отсчета при оценке воздействия предприятия на биоту.

Организация единой наблюдательной сети для проведения мони торинга подземных вод требует больших финансовых вложений, что в настоящее время мало реально (несмотря на наличие местных специа листов, способных в полном объеме выполнить данные работы, и мо ральную поддержку местных органов самоуправления).

Так, в 1990–1991 гг. при изучении направлений миграционных потоков загрязнения грунтовых вод от ЛСК «Радон» специалистами Сосновоборского отделения ВНИПИЭТ было пробурено около 30 пьезометрических скважин между промплощадками предпри ятий ЛАЭС, НИТИ и ЛСК «Радон», однако в настоящее время они практически не опро буются. Часть скважин ликвидирована в связи со строительными работами по периметру комплекса ЛСК «Радон» – ХЖО ЛАЭС. Остальные находятся в запущенном состоянии и не соответствуют общеизвестным требованиям [31, 32].

К основным недостаткам конструкций существующих скважин от носятся малые диаметры фильтровой колонны и отсутствие затрубной изоляции. Целесообразно провести обследование «бесхозных» скважин, сделать их прокачку, а также перебурить скважины, непригодные для использования. Отсутствие единой действующей сети наблюдательных скважин, охватывающей промышленные площадки предприятий, тер ритории между предприятиями (в том числе зону по потоку разгрузки грунтовых вод в Копорскую губу), ухудшает качество систематизации данных для оценки загрязнения подземных вод и последующего мигра ционного прогноза.

Принципиальным недостатком мониторинга за радиоэкологиче ским состоянием подземных вод в районе г. Сосновый Бор является то, что ключевые характеристики, определяющие защищенность водонос ных горизонтов от радионуклидного загрязнения, изучаются в крайне ограниченном объеме. Это в первую очередь относится к расходам фильтрационного потока и величине инфильтрационного питания, к скоростям движения подземных вод и радионуклидов, к факторам их сорбционной задержки в подземной гидросфере. Именно эти характери стики являются важнейшими как при оценке текущего радиоэкологиче ского состояния подземных вод, так и при долговременных гидрогеоло гических прогнозах. Практически не проводятся в требуемом объеме гидрологические и ландшафтные наблюдения на регулярной простран ственно-временной основе [41].

Расположение пунктов контроля. Систематические наблюдения за активностью, химическим составом и уровенным режимом грунто вых вод необходимо вести не только вблизи источников радиоактивного загрязнения (в частности, в районе хранилищ ТРО ЛСК «Радон»), но и в областях, охватывающих основные направления развития (распростра нения) миграционных потоков. На данных направлениях целесообразно уплотнение сети наблюдательных скважин. Плотность сети и частота наблюдений в целом должны разреживаться по мере удаления от источ ников загрязнения.

Общие требования к размещению скважин подробно изложены в методических рекомендациях Госкомэкологии РФ [41], а также научно методической литературе (см., например, обобщающую работу [27]). В режим должны включаться не только наблюдательные скважины, но и родники, колодцы, водозаборы, каптажи, используемые для бытовых нужд. Наблюдения в различных зонах, природных средах и на объектах должны быть синхронизированы в пространстве и во времени.

При подготовке материалов к сосновоборской экологической экспертизе в 1990– 1991 гг. специалистами НПО «Радиевый институт» и ГГП «Севзапгеология» были отме чены факты поступления трития на промплощадке ЛСК «Радон» не только в первый во доносный горизонт (четвертичный), но и во второй (ломоносовский), который является источником питания близлежащих поселков Ленинградской области.

В связи с загрязнением тритием вод ломоносовского горизонта в промышленной зоне г. Сосновый Бор необходимы создание сети на блюдательных скважин на этот горизонт и проведение систематических наблюдений за состоянием в них подземных вод.

Обязательным должно быть выполнение требования к раздель ному опробованию двух первых от поверхности водоносных горизонтов – четвертичного и ломоносовского (тесно взаимосвязанных в пределах Предглинтовой низменности, где размещены основные предприятия).

Это предполагает бурение спаренных наблюдательных скважин с соот ветствующим образом размещенными фильтрами.

На Ижорском плато достаточным является включение в режимную сеть эксплуатационных водозаборных скважин и некоторых наблюда тельных скважин.

Наибольшее внимание следует уделять техногенно ослабленным в миграционном отношении участкам – выходам на поверхность подзем ных вод;

областям распространения пород зоны аэрации с малой мощ ностью (особенно на участках интенсивного инфильтрационного пита ния), зонам трещиноватости, карстовым зонам и т.д.

Особое место должно быть уделено получению и анализу данных мониторинга по пути движения загрязненных вод от ЛСК «Радон» до Копорской губы. Необходимо опре делить долевой вклад ЛАЭС в общее загрязнение подземной гидросферы, оценить по следствия проектных аварий на ЛСК «Радон» и Ленинградской АЭС, а также рассчитать на базе имеющейся информации влияние аварий на радиоактивное состояние подземных вод промзоны г. Сосновый Бор и территории в границах зон наблюдений предприятий.

Полученные данные позволят построить действующую региональную модель радиоэколо гического состояния подземной гидросферы в зоне функционирования объектов атомно промышленного центра г. Сосновый Бор.

В пределах зоны строгого режима предприятий изотопный мони торинг подземных вод следует проводить не реже 1 раза в сезон (4 раза в год), пластовых подземных вод (ломоносовский горизонт) – 2 раза в год: в весенний паводок и зимнюю межень. В санитарно-защитной зоне предприятий радиационный мониторинг подземных вод должен прово диться с периодичностью 1–2 раза в год, в зоне наблюдения – 1 раз в год (приурочивая отбор к весеннему паводку).

Важным элементом мониторинга в районе является периодический (1–2 раза в год) отбор проб из жидкой фракции «старых» хранилищ ЛСК «Радон» на радиохимический анализ.

Требования к радиоэкологическому контролю. Отбор, пробо подготовка, гамма-спектрометрический и радиохимический анализы должны проводиться по единым аттестованным методикам. Как пра вило, в существующие регламенты контроля входит определение сум марной - и -активности грунтовых вод и трития. Первые два пара метра относятся к оперативным показателям, но они не нормируются федеральными документами (НРБ-99). Поэтому при оценке дозовых нагрузок и радиационного риска для населения от техногенного загряз нения подземных вод необходимо определять в обязательном порядке их радионуклидный состав и активность.

При постановке наблюдений в районах размещения АЭС необхо димо иметь в виду прежде всего спектр радионуклидов, образующихся при делении ядер U. Процесс характеризуется [18] существованием статистически очень резко выраженных двух максимумов, образуемых совокупностями радионуклидов с массовыми числами, близкими к 95 и 139. На их долю приходится более 95% радионуклидных новообразова ний, характеризующихся широким диапазоном периодов полураспада.

Им принадлежит основной вклад в общую радиоактивность. Наиболее длительно существующие долгоживущие радионуклиды из этих двух совокупностей приведены в табл. 3.14 [25].

Таблица 3.14. Важнейшие радионуклиды, образующиеся при работе реактора в процессе деления 235U Тип радиоак Период полу Радионуклид тивного излу распада чения Стронций-90 29,7 года Бета Цирконий-95 65 сут Бета, гамма Ниобий-95 35 сут То же Технеций-99 2,1·105 лет Бета Рутений-106 1 год Бета, гамма Иод-131 8 сут То же Цезий-137 33 года ” ” Цезий-134 2 года ” ” Церий-144 280 сут ” ” Прометий-147 4,4 года Бета Плутоний-238 87,74 года Альфа Плутоний-239 24065 лет То же Америций-241 432,2 года ” ” Как видно, ионизирующее излучение в пределах территорий, за грязненных выбросами АЭС при тяжелых авариях, имеет множествен ную природу (-, -, -), т.е. при натурных исследованиях практический интерес будет представлять обнаружение любых радионуклидов техно генного происхождения. Первоочередными для изучения являются ра дионуклиды стронция, цезия, церия, рутения, иода, плутония;

жела тельными – радионуклиды лантана, циркония, теллура, ниобия, сурьмы, технеция, европия, америция.

Повышение радиоактивности в районе АЭС в штатном режиме эксплуатации обусловлено в основном поступлением во внешнюю сре ду короткоживущих изотопов ксенона, криптона и изотопов иода, рас пад которых приводит к образованию более долгоживущих радио нуклидов. Кроме того, при работе АЭС образуются углерод-14 и три тий. Продукты деления (137Сs, 90Sr и др.), активации и коррозии (радио нуклиды тяжелых металлов и др.) могут поступать в природную среду с аэрозолями станционных выбросов и водными сбросами.

При работе АЭС в штатном режиме происходит выделение радио активных веществ преимущественно в газообразном состоянии, а в слу чае тяжелых аварий – в виде газов и высокорадиоактивных аэрозолей, в том числе «горячих» частиц. Последние могут состоять из различных веществ, отражающих состав топлива, продукты его распада, конструк ционных материалов, и соответственно содержать разные ассоциации техногенных радионуклидов. Размеры «горячих» частиц – от долей микрона до десятков и сотен микронов – возрастают по мере приближе ния к источнику их выброса.

К сожалению, в Сосновоборском регионе только службой радио экологического мониторинга НИТИ проводится ежегодный контроль качества грунтовых вод, включающий определение состава и активно сти радионуклидов в пределах промплощадки предприятия.

Характерными для данного региона техногенными радиоактив ными элементами, связанными с миграцией в подземных водах, явля 137 ются долгоживущие - и -излучающие радионуклиды: Cs, Sr. Как правило, влияние -излучающих радионуклидов и коррозионных эле ментов на качество грунтовых вод не проявляется. Вместе с тем в емко стях хранилищ ЖРО ЛАЭС радиоактивность битумных компаундов обусловлена целым рядом коррозионных элементов, которые в случае нештатных ситуаций могут попасть в грунтовые воды.

Поэтому все грунтовые воды в обязательном порядке должны под вергаться гамма-спектрометрическому анализу на содержание долгожи вущих радионуклидов и радиохимическому анализу для определения активности Sr. Содержание вышеперечисленных элементов должно контролироваться и в смежных средах: атмосферных выпадениях, при поверхностных слоях почвы, в зоне аэрации, поверхностных водах, морских водах. Особая роль должна отводиться мониторингу Н как трассеру направления движения грунтовых вод и индикатору протечек с атомно-энергетических объектов.

Самое серьезное внимание должно быть уделено оценке радиаци онного фона объектов окружающей среды и его пространственно-вре менных вариаций. Фоновые значения должны определяться с макси мально низким пределом чувствительности, обеспечивающим опреде ление средних величин и вариаций фона (разд. 3.2.2);

исключительно важным является своевременное обнаружение поступления «надфоно вых» количеств радионуклидов в геологическую среду. Достоверное определение изотопного состава, формирующего фоновую активность подземных вод, позволяет качественно вычленить влияние источников с низким уровнем загрязнения.

Природный радиоактивный фон местности связан с космическим излучением и радиоактивными элементами, присутствующими в гор ных породах и подземных водах [25].

Интенсивность космического излучения зависит от абсолютной высоты местности и ее географической широты. С ним связано образо вание некоторых количеств углерода-14, трития, бериллия-7 и некото рых других природных радионуклидов.

Природная радиоактивность горных пород варьирует в широких пределах в зависимости от геологического строения регионов. Она обу словлена преимущественно весьма долгоживущими элементами: ура ном-238 (период полураспада Т1/2 = 4,5·109 лет), торием-232 (Т1/2 = 1,4·1010 лет) и калием-40 (Т1/2 = 1,28·109 лет). Природная радиоактив ность подземных вод может определяться присутствием радия-226, ра дона-222 и продуктов их распада (разд. 3.3.6.2). Таким образом, естест венная радиоактивность обусловлена резко отличным от техногенного комплексом радионуклидов.

Вместе с тем объективная информация о региональном распреде лении в геологической среде техногенных радионуклидов не только позволяет получить представление о техногенном радиоактивном фоне, необходимое при постановке систематических наблюдений, но и может служить натурной моделью поведения радионуклидного загрязнения геологической среды в случае катастрофы на объектах атомной энерге тики. В этой связи безусловный интерес представляет изучение распре деления в водоносных пластах глобальных техногенных меток [27].

Так, в условиях рассматриваемого района хорошо зарекомендовал себя тритий-гелий-3 метод датирования возраста воды [43], использо ванный для калибровки гидрогеологической модели Ижорского плато (разд. 5.2). Метод основан на определении возраста воды по остаточ ному тритию и накопленному тритигенному гелию-3. Расчеты по не сложным формулам позволяют определить цикл водообмена – важный параметр с точки зрения оценки природной реабилитации радиоактивно загрязненных территорий.

Методологический подход к оценке радиационного фона в гидро геологической среде и других взаимосвязанных природных объектах на примере района г. Сосновый Бор подробно освещен в разд. 3.2.2.

Определение фонового радиоэкологического состояния подземной гидросферы должно сочетаться с анализом фондовых материалов и всех результатов наблюдений предыдущих лет. Для этого формируются со ответствующие базы данных (разд. 3.1).

Важное место при изучении миграции радионуклидов с грунто выми водами занимает основной сорбционный параметр, используемый в прогнозных моделях – коэффициент распределения (Kd), который в пределах загрязненного участка контролирует степень концентрирова ния радионуклидов на породе. Достаточно реальным представляется получение значений Kd по результатам анализа комплексных проб, от бираемых на загрязненных радионуклидами территориях (in situ). Для этого проводят разведочное бурение с одновременным отбором образ цов грунта и грунтовой воды из водонасыщенных слоев исследуемых горизонтов с последующим определением концентрации радионуклидов в жидкой и твердой фазах.

Трехлетний опыт подобного изучения комбинированных образцов грунта и грунто вой воды по шести разрезам (периметр хранилища ТРО ЛСК «Радон» – наиболее загряз ненные участки) показал, что достоверно радионуклиды (137Cs, 90Sr) можно определить во всех образцах грунта. В грунтовой же воде за пределами данного участка уровни активно сти радионуклидов находятся на грани или ниже чувствительности измерительной аппа ратуры – даже при объеме отбираемой воды 10–20 л. Отобрать большие объемы грунто вой воды при «ручном» бурении практически не удается из-за плохого разделения фаз и низкой водопроводимости слоев (четвертичный горизонт).

Полезным дополнением к стандартному комплексу мониторинго вых работ является изучение физико-химических взаимодействий по средством лабораторных экспериментов, в которых грунтовая вода ис 90 кусственно загрязняется радиоактивными метками (137Cs, Sr, Co и др.), так что оценивается миграция радионуклидов из загрязненной грунтовой воды в чистый грунт до установления термодинамического равновесия в системе. Оптимальный диапазон концентраций радионук лидов в рабочих растворах – 10-410-6 Ки/л (разд. 4.2).

Полезно также изучение процессов самоочищения грунта после его отделения от грунтовой воды последовательной многократной десорбцией радионуклидов с породы «фоновой» (чистой от радиоактивности) грунтовой водой.

Методика определения адсорбционно-десорбционных констант и результаты экс периментов по гистерезису сорбции радионуклидов породами четвертичного и ломоно совского водоносных горизонтов подробно изложены в разд. 4.2.4. В частности, опыты по статической и динамической сорбции-десорбции радионуклидов дают статистически достоверный набор данных по Kd, столь необходимый для использования в расчетных математических моделях.

В целом, несмотря на существующие организационные недостатки системы радиоэкологического мониторинга подземных вод в районе г. Сосновый Бор (вызванные, в частности, ведомственной разобщенно стью организаций), полученная к настоящему времени информация дает необходимую основу для первоочередных оценок прогнозного харак тера (разделы 5.1, 5.2). Эти оценки должны уточняться и корректиро ваться по мере развития системы мониторинга в районе, которая, в свою очередь, должна адаптироваться к результатам прогнозов. Особое зна чение имеет проведение дополнительного комплекса работ эксперимен тального характера, к рассмотрению которого мы и переходим.

Глава 4. РЕЗУЛЬТАТЫ ЛАБОРАТОРНОГО ИЗУЧЕНИЯ СОРБЦИОННЫХ ПАРАМЕТРОВ И АНАЛИЗ УСЛОВИЙ МИГРАЦИИ РАДИОНУКЛИДОВ Интенсивность миграционного процесса на участках существую щего и потенциального радиоактивного загрязнения подземных вод во многом контролируется естественными гидрогеохимическими усло виями и удерживающей способностью пород (сорбционно-десорбци онными процессами). Для изучения соответствующих характеристик привлекались экспериментальные и модельные методы исследования.

4.1. РАСЧЕТ МИГРАЦИОННЫХ ФОРМ Оценка значимости наиболее вероятных геохимических процессов в миграции конкретного радионуклида может быть выполнена на ос нове анализа форм нахождения элементов в растворе и расчета его на сыщенности по отношению к возможным минеральным фазам. Эта ра бота была проделана для наиболее важных загрязняющих компонентов на участке ЛСК «Радон» – цезия и стронция.

Для моделирования равновесного распределения компонентов по формам их нахождения в растворе использована программа PHREEQC [56] с базой данных по константам равновесий WATEQ4F, дополненная константами комплексообразования фульвокислот со щелочноземель ными металлами [6, 7].

Таблица 4.1. Характерный химический состав подземных вод района г. Сосновый Бор Скв. 5 Скв. Х Компоненты мг-экв мг-экв мг/л экв. % мг/л экв. % л л Ca2+ 12 0,60 12 20,1 1,00 Mg2+ 7,3 0,60 12 12,2 1,00 K++Na+ 85,8 3,73 76 71,8 3,12 NH4+ 0,1 – – 0,7 0,04 катионов 105,2 4,94 100 104,8 5,16 SO42- 34,6 0,72 15 41,3 0,86 Cl- 42,5 1,20 24 21,3 0,60 HCO3- 183 3,0 61 225,7 3,7 CO32- – – – – – – NO2- 0,3 0,01 – – – – NO3- 0,7 0,01 – 0,3 Следы – анионов 261,1 4,93 100 288,6 5,16 Mинерализация 366,3 393, C.O. 256 Окисляемость, мг О2/л 3,6 8, рH 8,0 7, 61 HCO3 Cl24SO15 HCO3 SO16Cl Формула 4 M M 0,4 0, Курлова Na76Ca12Mg12 Na61Ca19Mg Результаты химических анализов подземных вод, использованные при дальнейших расчетах, приведены в табл. 4.1. Однако модельные растворы несколько отличались от приведенных в таблице, а именно:

1) концентрация натрия пересчитана из условия электронейтральности с учетом комплексообразования в растворе (3,72 мг-экв/л для скв. 5 и 3,17 мг-экв/л для скв. Х1);

2) в модель включены органические кислоты (фульвокислоты), концентрация которых в подземных водах обычно составляет первые миллиграммы в литре (4 мг/л для скв. 5 и 8 мг-экв/л для скв. Х1, где воды имеют большую окисляемость);

3) концентрация кремния рассчитана из условия равновесия с кварцем и составляет 3,28 мг/л;

4) в модель включены стабильные изотопы Sr и Cs (по дан ным дополнительных исследований на соседнем участке – водозабор «Котлы» – концентрация Sr в подземных водах составила 0,11 мг/л, а концентрация Cs не превышает сотых долей миллиграмма в литре). За метим, что концентрации радиоактивных 137Cs и 90Sr, соответствующие наблюдаемой активности этих изотопов в подземных водах на участке ЛСК, на несколько порядков ниже, чем фоновые содержания стабиль ных изотопов, типичные для природных вод.

В целом радиоактивное загрязнение на данном участке не сопро вождается существенными изменениями химического состава воды, и поэтому для расчета форм нахождения компонентов в растворе и оцен ки насыщенности вод по отношению к минеральным фазам можно ис пользовать данные по стабильным изотопам.

Основные выводы по результатам физико-химического моделиро вания: 1) все включенные в модель катионы мигрируют преимущест венно (97–99%) в ионной форме, небольшое значение имеют сульфат ные и гидрокарбонатные комплексы;

в частности, комплексообразова ние с фульвокислотами не играет заметной роли в общем балансе;

2) во ды ненасыщены по отношению к сульфатным и карбонатным минера лам.

Учитывая преобладание ионной формы миграции, ненасыщен ность по отношению к возможным минеральным фазам, а также то, что радиоактивное загрязнение практически не сопровождается изменением химического состава подземных вод, можно предположить, что сорбци онно-десорбционные и ионообменные процессы являются превали рующим типом физико-химических взаимодействий [26, 27, 40].

4.2. КОЭФФИЦИЕНТЫ СОРБЦИОННОГО И ИОНООБМЕННОГО РАСПРЕДЕЛЕНИЯ Эксперименты выполнялись в статических условиях с двумя глав ными радионуклидами – Sr и 137Cs. Сорбционные опыты проводили с образцами четвертичных пород нарушенного сложения, отобранных из неглубоких скважин (разд. 3.3.1.2), а также с ломоносовскими песчани ками – образцами нарушенного и ненарушенного сложения, взятыми из карьера на соседнем с площадкой ЛСК участке. Последние использова ли также для изучения способности радионуклидов к десорбции. В на стоящей работе ломоносовским песчаникам уделяется повышенное внимание.

По результатам гранулометрического и рентгеноструктурного анализов и петро графического изучения песчаникам можно дать следующую характеристику.

По гранулометрическому составу породы относятся к мелкозернистому песку (с преобладанием фракций 0,25–0,1 мм и практически полным отсутствием глинистых час тиц менее 0,002 мм, а также фракций более 2 мм). По минеральному составу (рентгено грамма получена на дифрактометре ДРОН-0,5, излучение CuK, напряжение на аноде трубки 35 кВ, анодный поток 8 мA, скорость движения ленты потенциометра – 1 см/мин, постоянная времени 5 с, скорость отсчета 1000 имп./с), основная кристаллическая фаза на 95% представлена кварцем, и только 5% этой фазы занимают мусковит, полевой шпат и хлорит. Наличие глинистых минералов не отмечается. Следовательно, изученную породу по вещественному составу можно назвать песчаником кварцевым, мелкозернистым или пылеватым.

Изучение физического состояния породы указывает на ее повышенную степень уп лотнения и однородности. Плотность скелета варьирует в узких пределах от 1,87 до 2,03 г/см3 при объемной пористости от 24 до 30%, а плотность породы в общем объеме образца – от 2,12 до 2,27 г/см3. Влажность породы изменяется от 0,047 до 0,152 и указы вает на неоднородность для данного типа пород;

но это кажущаяся неоднородность, так как самые низкие значения, по всей вероятности, характеризуют не естественную, а лабо раторную влажность подсушенных образцов. Это видно из анализа полученных значений степени водонасыщения (влажности), которые свидетельствуют о практически полном водонасыщении песчаников, за исключением образцов, у которых лабораторная влаж ность менее 0,10. В итоге можно дать такую характеристику изучаемой породы по физи ческому состоянию: плотный, слабосцементированный, водонасыщенный слоистый и трещиноватый песчаник.

4.2.1. Экспериментальная методика Формула для расчета коэффициента сорбционного распределения (Kd) при одноступенчатых (без построения изотермических зависимо стей) экспериментах имеет вид (Ci - C0 ) V1, (4.1) Kd = C0 ms где Ci – исходная (холостая) активность радионуклида в растворе, приго товленном на основе пластовой воды, перед сорбционным опытом;

C0 – активность радионуклидов в растворе после установления равновесного сорбционного распределения;

Vl – объем раствора в опыте, см3;

ms – масса навески грунта (образца), г. Априорно предполагается, что процесс имеет линейный характер. Соотношение объема грунтовой воды к массе грун та варьировало от 10 до 20.

Радиоактивные метки вводились в реальную грунтовую воду при строгом контроле постоянства pH, свойственного природным водам. Замеры остаточной активности воды проводились через 1, 3 и 5 сут. Активность цезия-137 в грунтовой воде измерялась на бета-радиометре КРК-1 с детектором БДИБ-01. Результаты рассчитаны по нескольким параллельным определениям. Сорбция радионуклидов на стекле подавлялась растворами стабильных изотопов. Для учета потерь радионуклидов в ходе экспериментов в каждой серии проводился опыт с «холостой» пробой.

Задача другой серии лабораторных экспериментов сводилась к оп ределению парных констант ионного (катионного) обмена в системе горная порода – водный раствор и к оценке величины обменной емко сти исследуемых горных пород. Ионообменная адсорбция, наряду с обычным осаждением слаборастворимых солей, представляется в на стоящее время основным из физико-химических механизмов вывода неорганических катионов из растворов на твердую фазу.

Цель проведенных экспериментов заключалась в выявлении меха низма сорбции растворенных радиоактивных элементов из подземных вод на горных породах и, следовательно, в определении параметров, на основании которых в дальнейшем можно было бы рассчитывать харак теристики сорбционных процессов для любого химического состава фильтрующихся растворов.

На данной стадии основное внимание было уделено изучению по ведения растворенного стабильного изотопа стронция, имея в виду, что его химические свойства те же, что и свойства радиостронция. Экспе риментальные растворы во всех случаях содержали обычные для при родных вод катионы-макрокомпоненты (Ca2+, Mg2+, Na+, K+).

Общая идея экспериментов сводилась к тому, чтобы оценить па раметры ионного обмена в условиях, приближающихся к естественным.

В связи с этим для ломоносовских песчаников соотношение твердой и жидкой фаз выбиралось максимально возможным (отталкиваясь от тре бования получить достаточное количество раствора для анализа) и со ответствовало пористости водонасыщенных песков около 0,40–0,45.

Методика экспериментов заключалась в следующем. Дезинтегрированная масса (от 1150 до 1330 г) слабосцементированных в естественном залегании песчаников, высушен ных до воздушно-сухого состояния, помещалась в бюксы диаметром 90 мм и высотой 200 мм и при интенсивном перемешивании заливалась хлоридными растворами (0,1 н) с различным соотношением катионов-макрокомпонентов (Ca2+, Mg2+, Na+, K+) и стронция.

Объем заливаемых растворов колебался от 280 до 300 мл, что в результате определило соотношение твердой и жидкой фаз системы в 4,10–4,65 г/мл (кг/л). Всего было осуществ лено 6 экспериментов. В пяти из них исходная эквивалентная концентрация одного из обозначенных выше катионов в растворе поочередно задавалась в 3 раза большей, чем для остальных катионов (42,86 и 14,29 мг-экв/л соответственно);

в каждом опыте содержание суммы катионов задавалось одинаковым – 0,20 мг-экв/л. После недельного выстаивания образцов в герметизированном состоянии с периодическим перемешиванием результи рующие растворы отделялись от твердой фазы путем свободного стекания. Фильтраты подвергали анализу на содержание указанных пяти катионов, а также железа, хлоридов и величины pH.

4.2.2. Результаты определения сорбции радионуклидов 4.2.2.1. СУПЕСЧАНО-СУГЛИНИСТЫЕ ЧЕТВЕРТИЧНЫЕ ПОРОДЫ Сорбционным экспериментам предшествовало изучение в лабора торных условиях ионообменной способности образцов, отобранных из неглубоких скважин (результаты представлены в табл. 4.2).

Таблица 4.2. Экспериментальные коэффициенты распределения Cs и 90Sr в системе грунт– подземная вода (промплощадка ЛСК «Радон» вблизи хранилищ РАО) № скважины E, Kd, см3/г (интервал отбора пробы, м) мг-экв/100 г породы Cs-137 Sr- 10Г (1,3–1,5) 13,0±1,2 3300±800 200± 9Г (1,8–2,0) 10,5±1,1 850±200 220± 12Г (0,95–1,15) 4,8±0,5 70±17 86± 8Г (2,0–2,2) 6,9±0,6 80±20 76± 5Г (1,6–1,7) 3,3±0,3 96±24 87± 12Г (0,2–0,3) 1,0±0,1 47±12 78± 3Г (1,8–2,0) 2,8±0,3 23±6 57± 2Г (0,2–0,3) 1,2±0,1 31±8 80± 3Г (0,2–0,3) 2,7±0,3 48±12 77± 14Г (0,2–0,3) 3,8±0,4 35±9 82± 3Г (0,95–1,4) 1,3±0,1 41±10 67± 11Г (2,25–2,5) 0,8±0,07 15±4 54± 6Г (2,9–3,1) 0,35±0,03 13±3 44± 14Г (2,1–2,2) 7,1±0,7 25±6 47± Примечания. Результаты рассчитаны по 4 параллельным определениям;

замер остаточной активности 90Sr–90Y проводился через 1 сут.

В опыте с песчано-суглинистыми разностями пород четвертичного возраста диапазон изменения коэффициента Kd для цезия-137 составил 1396 см3/г, для стронция-90 соответствующий диапазон – 4486 см3/г.

Резко повышенные значения Kd (до 3300 см3/г по 137Cs и до 220 см3/г по Sr) получены для глинистых разностей пород (табл. 4.2). Во всех экс периментальных сериях прослеживается общая тенденция роста коэф фициента сорбционного распределения при увеличении ионообменной емкости пород.

Хотя полученные значения параметра Kd в целом отвечают извест ным представлениям о сорбируемости рассматриваемых радионукли дов, они могут оказаться заметно завышенными по сравнению с реаль ными в силу самого характера лабораторного эксперимента, обеспечи вающего повышенную доступность поверхности минеральной фазы.

4.2.2.2. ЛОМОНОСОВСКИЕ ПЕСКИ Анализ кинетических кривых позволил выделить равновесную стадию сорбции, данные по которой использовались при расчете коэф фициентов сорбционного распределения (4.1). Всего было выполнено около 30 опытов, не считая дублирующих серий. Основные выводы по результатам опытных исследований следующие.

1. Сорбционные опыты с радионуклидом 90Sr на образцах различ ной степени сохранности, представленные различными разновидностя ми, дали достаточно устойчивые и близкие константы Kd в диапазоне 6,411,2 см3/г.

2. Изучение сорбции Cs дало несколько бльший разброс зна чений константы Kd, хотя порядок их достаточно близок к соответст вующей характеристике, полученной для изотопа 90Sr. Такое, несколько «нелогичное» поведение 137Cs (который сорбируется, как правило, более интенсивно) можно объяснить заметной нелинейностью адсорбции ра дионуклидов на породе, так что интерпретация опытов в рамках линей ной («Kd»-) модели может приводить к смещенным результатам.

3. Последнее обстоятельство может быть проиллюстрировано изо термическими зависимостями (рис. 4.1), полученными при изучении адсорбции радиостронция и радиоцезия на ломоносовских песках – ос редненная проба пород, представляющая собой смесь характерных ли тологических разностей (см. также разд. 4.3).

Как видно, связь функций N и C является, строго говоря, нелинейной (вид зависи мости N = f(C) отвечает изотерме сорбции Фрейндлиха – см. разд. 4.3.1.2). Аппроксимация опытных точек линейной зависимостью N = KC (N и C – объемные концентрации радио нуклида на породе и в растворе, K = Kdп, п – объемный вес породы) дала коэффициен ты Kd, равные 4,1 и 7,2 см3/г (при п = 1,6 г/см3 – с учетом разуплотненного состояния образца) соответственно для радиостронция и радиоцезия (рис. 4.1).

N, Бк/см 0, N=15,7C 0, N=61,1C Sr- N =6,6C Cs- N =11,5C 10 100 1000 10000 С, Бк/см Рис. 4.1. Изотермы адсорбции радиостронция и радиоцезия.

Сплошные линии – аппроксимация опытных точек зависимостью Фрейндлиха N = KFCns;

пунктирные – линейные изотермы, построенные по одной «равновесной» точке.

4.2.3. Экспериментальные лабораторные работы по определению параметров ионного обмена горных пород 4.2.3.1. МЕТОДИКА РАСЧЕТОВ ИОНООБМЕННЫХ ПАРАМЕТРОВ ГОРНЫХ ПОРОД Схема расчета параметров ионного обмена основывается на изучении химического состава результирующих равновесных растворов, находившихся в контакте с породой.

Математическая модель базировалась на классическом представлении о протекании ионо обменных реакций [27, 42], исходя из которого обмен между различными парами ионов (в нашем случае – катионов) является взаимно независимым и описывается, в частности, уравнениями Ca NSr Mg NSr = KCa/Sr, = KMg/Sr, NCaSr NMgSr 2 Na NSr K NSr (4.2) = KNa/Sr, = KK/Sr, 2 NNaSr NKSr где i – эквивалентная доля i-го иона на твердой фазе, равная отношению эквивалентной концентрации этого иона на твердой фазе С* (мг-экв/кг или мг-экв/дм3 породы) к обмен ной емкости горной породы E (мг-экв/кг или мг-экв/дм3 породы);

Ni – эквивалентная доля i-го иона (катиона) в растворе, которая равна отношению его эквивалентной активности C (мг-экв/л), рассчитанной по теории Дебая–Хюккеля, к сумме эквивалентных активностей всех катионов данного раствора;

Кi/j – константа парной ионно-обменной реакции (между катионами i и j), постоянная при постоянных давлении и температуре.

Четыре уравнения в системе (4.2) полностью определяют соотношение концентра ций в группе из 5 рассматриваемых катионов. В сочетании с этой системой используется уравнение баланса зарядов на твердой фазе:

n n (4.3) = 1 или * = E, i Ci i=1 i= в котором n – число всех ионов (катионов) данного раствора.

Для производства расчетов система уравнений (4.2), (4.3) может быть преобразо вана следующим образом:

четыре уравнения (для четырех опытов) вида * NMg СSr NCa 1 = KMg/Sr + KCa/Sr + 1+ NSr NSr E * CSr NNa NK (4.4) + KNa/Sr + KK/Sr, E NSr NSr одно уравнение (для одного опыта) вида N NK * Na E = E CSr K + K + Na/Sr K/Sr NSr NSr NMg NMg * + CSr 1+ KMg/Sr + KCa/Sr. (4.5) NSr NSr Пять неизвестных: четыре константы Кi/j и обменная емкость E – в системе из уравнений однозначно рассчитывались в обоих случаях по результирующим анализам растворов в первых 5 экспериментах (исходная концентрация одного из катионов в 3 раза больше содержания остальных ионов). При этом необходимое значение C*Sr для каждого опыта определялась по разнице исходной и конечной концентраций стронция СSr, а экви валентные активности свободных ионов Ca2+, Mg2+, Na+, K+, Sr2+ в растворе с учетом за комплексованности соответствующих элементов рассчитывались при помощи программ ного пакета PHREEQC [56], моделирующего физико-химические равновесия.

Расчеты по системе (4.2) – (4.5) производились итерационным методом. Рассчитан ные константы и емкость обмена в дальнейшем для проверки подставлялись в уравнение типа (4.4), описывающим оставшиеся (не использовавшиеся для определения К и Е) опы ты. В итоге проводилось сравнение рассчитанных и аналитически определенных в ходе этих опытов значений.

CSr 4.2.3.2. РЕЗУЛЬТАТЫ ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНЫХ РАБОТ Данные, полученные при обработке анализов результирующих равновесных растворов и необходимые для расчетов по системе уравне ний (4.2) – (4.5), приведены в табл. 4.3.

В результате расчетов были получены следующие параметры ион ного обмена ломоносовских песчаников: KMg/Sr = 0,055;

KCa/Sr = 0,091;

KNa/Sr = 0,0084;

KK/Sr = 0,038;

E = 1,83 мг-экв/кг = 2,9 мг-экв/дм3 породы (последнее, исходя из плотности скелета песчаников ск = 1,6 г/см3).

Расчетные и экспериментально полученные значения C*Sr в допол нительных экспериментах оказались весьма близкими (погрешность расчетов составила 0,6%). Данный факт говорит о том, что модель ион ного обмена достаточно хорошо описывает сорбционные процессы в песчаниках в пределах тех активностей, которые были задействованы в экспериментах.

Таблица 4.3. Результаты обработки равновесных растворов Эквивалентная доля в растворе, N C*Sr, № опыта мг-экв/кг Mg Ca Na K Sr 1 0,287 0,119 0,322 0,213 0,057 0, 2 0,121 0,261 0,352 0,209 0,056 0, 3 0,096 0,091 0,595 0,172 0,046 1, 4 0,104 0,109 0,272 0,468 0,048 0, 5 0,125 0,118 0,327 0,215 0,215 1, 6 0,141 0,131 0,386 0,260 0,082 1, Полученные значения парных констант соответствуют современ ным представлениям о селективности ионообменников по отношению к различным ионам. Максимальной селективностью обладают при прочих равных условиях ионы, имеющие наименьший радиус гидратной обо лочки. При одинаковом заряде к таковым относятся ионы с самым большим истинным радиусом (с наибольшим порядковым номером в таблице Д.И. Менделеева), так как у них отмечается наименьшая плот ность заряда на поверхности, что и обусловливает относительно малую атмосферу из диполей воды. В рассматриваемом случае наибольший истинный радиус имеет стронций, и, как видно из приведенных значе ний, все остальные ионы в меньшей степени тяготеют к твердой фазе, т.е. все константы типа Ki/Sr по обоим разновидностям пород оказались меньше единицы. Та же тенденция сохраняется и в других парах катио нов: константы для более легких магния и натрия меньше, чем для бо лее тяжелых кальция и калия соответственно.

Расчетная обменная емкость песчаников оказалась весьма низкой (E = 0,18 мг-экв/100 г породы). Попытки определения Е в песчаниках традиционными методами положительных результатов не дали, с одной стороны, из-за недостатка чувствительности: суммарная погрешность анализов составляет около 1 мг-экв/100 г породы. С другой стороны, низкая обменная емкость песков вполне закономерна ввиду их невысо кой удельной поверхности.

Использование полученных параметров возможно в дальнейшем в двух направлениях. Первое из них, подразумевающее получение более точных решений, предполагает численное моделирование процессов миграции загрязнителей, сопровождающееся численным моделирова нием физико-химических (равновесных) процессов на каждом шаге. В этом случае ионный обмен может рассматриваться как одна из химиче ских реакций, наряду с комплексообразованием и осаждением-растворе нием. При этом не исключено существенное влияние неэквивалентной адсорбции катионов на поверхности твердой фазы, включая адсорбцию ассоциированных ионов.

Второй подход (приближенные решения) допустим в тех ситуа циях, когда макрокомпонентный химический состав вод не меняется по ходу миграции. Суть его сводится к тому, что коэффициент распределе ния радиоактивного стронция между твердой и жидкой фазами при ука занных условиях является только функцией концентрации самого ра диоактивного стронция. Зависимость эта может быть представлена сле дующим выражением:

NMg C*r NCa NSr 1 = r r r 1+ KMg/Sr NSr + KCa/Sr NSr + KSr/Sr NSr + E *r CSr NNa NK (4.6) + KNa/Sr r + KK/Sr r, E NSr NSr * где – эквивалентная концентрация радиоактивного стронция на CSrr r твердой фазе;

– эквивалентная доля радиоактивного стронция в рас NSr творе;

KSr/S r = 1. Данное решение, естественно, предполагает, что парная константа ионного обмена между стабильным и радиоактивным строн цием KSr/Sr равна 1, а парные константы радиоактивного стронция с дру гими ионами равны таковым для стабильного изотопа, что отвечает идентичности их химических свойств. В итоге оказывается, что расчет ное уравнение аналогично уравнению (4.4) с добавлением одного сла гаемого, отвечающего ионной паре радиоактивный – стабильный стронций.

Таким образом, при втором подходе возможно численное модели рование миграции загрязнителей как инертного трассера, но с учетом выражения (4.6). При этом достаточно произвести численное моделиро вание физико-химического равновесия в растворе только один раз, для того чтобы рассчитать активности всех растворенных катионов.

Для апробации методики была предпринята попытка рассчитать коэффициенты его распределения для условий, в которых проводились специальные эксперименты с радиоактивными изотопами на ломоно совских песчаниках (см. разд. 4.2). Как нулевое приближение фонового макрокомпонентного состава равновесного раствора рассматривался химический анализ подземных вод ломоносовского горизонта, отобран ных на водозаборе «Котлы» (см. табл. 3.10). Расчет активностей сво бодных катионов производился при фиксированном pH на программном комплексе PHREEQC. Определенные с помощью формулы (4.6) коэф фициенты распределения оказались достаточно близкими к значениям соответствующих параметров, полученным в независимых адсорбцион ных экспериментах. Рассчитанный для концентрации радиоактивного стронция, равной 100 Бк/см3, коэффициент распределения оказался рав ным 17,9 см3/г (при ск = 1,6 г/см3), что всего в 1,5–2,5 раза выше, чем полученные экспериментально.

4.3. ГИСТЕРЕЗИС СОРБЦИОННОГО ПРОЦЕССА И ЕГО ВЛИЯНИЕ НА ОСОБЕННОСТИ ФОРМИРОВАНИЯ КОНЦЕНТРАЦИОННЫХ ПОЛЕЙ Одной из особенностей миграционного процесса на промплощадке ЛСК «Радон» является немонотонный характер входной концентраци онной функции, обусловленный резко снизившейся (благодаря выпол ненным водоохранным мероприятиям) активностью основных источни ков радиоактивного загрязнения подземных вод. Поэтому наряду с изу чением процессов сорбции, имеющих место на переднем фронте загряз нения, большое значение, с точки зрения естественной реабилитации подземных вод, имеют исследования десорбции радионуклидов на зад нем концентрационном фронте – при вытеснении технических раство ров природными пластовыми водами регионального потока.

Анализу соответствующих экспериментов и посвящен данный раздел. Ряд особенностей сорбционно-десорбционного процесса иллю стрируется данными лабораторных опытов с ломоносовскими песками.

4.3.1. Статические адсорбционно-десорбционные эксперименты с ломоносовскими песками 4.3.1.1. МЕТОДИКА И ОПИСАНИЕ ОБРАЗЦОВ Краткая характеристика исследуемых сред. Для изучения ад сорбционно-десорбционных процессов в системе «горная порода – пла стовая вода» выполнено несколько серий лабораторных экспериментов с радиоактивными растворами, содержащими в своем составе радио нуклиды стронция (90Sr) и цезия (137Cs).

Рабочий раствор. Жидкая фаза при изучении адсорбции была представлена модельной пластовой водой смешанного катионного и анионного состава, мг/л (мг-экв/л): Na+ – 69 (3), Ca2+ – 20 (1), Mg2+ – (1), Cl- – 71 (2), HCO3- – 183 (3), Sr2+ – 0,1. Кислотно-щелочная реакция среды (рН) – 8,3. Десорбция радионуклидов, имитировавшая условия вытеснения радиоактивно загрязненных вод природными водами на стадии естественной реабилитации участка, осуществлялась тем же рас твором.

Порода. Природным адсорбентом послужили три типовые литоло гические разности пород, отобранные на карьере вблизи площадки ЛСК в пределах песчаного горизонта. Образцы песчаной породы различались по цвету: 1c – желтый, 1n – белый, 2b – светло-серый (индексы c, n и b соответствуют опробованным слоям разреза – среднему, нижнему и верхнему).

Результаты определения гранулометрического состава образцов (типичные для 10 анализов в каждой серии) представлены в графиче ской форме на рис. 4.2. Полученные распределения свидетельствуют о заметном различии гранулометрического состава образцов. Так, образец 1n отличается относительно высоким содержанием пылеватой (до 3,2%), иловой (до 3,3%) и глинистой (до 2,5%) фракций. Наоборот, в пробе 2b этих фракций немного (соответственно 0,3, 0,1 и 0,2%). Обра зец породы 1c занимает промежуточное положение. Наблюдаются раз личия в распределении частиц песчаной фракции по размерам (рис. 4.2).

Рентгеноструктурный анализ проб выполнен лабораторией ка федры минералогии СПбГУ.

Были проведены: качественный анализ 9 образцов 3 проб (1n, 1с, 2b) фракций 0,05– 0,01, 0,01–0,002 и менее 0,002 мм;

полуколичественный анализ слоистых силикатов (по методике Ю.С. Дьяконова) и сравнение кажущихся концентраций минералов в пробах по абсолютным интенсивностям рефлексов минералов;

дана оценка полуколичественных содержаний основных минералов с использованием их корундовых чисел: 4,1 – галит, 3,41 – кварц, 1,7 – гипс, 1,2 – лепидокрокит, 1,0 – каолинит, 0,55 – иллит. Для каждого образца были приготовлены ориентированные препараты осаждением на стеклянную подложку из суспензии определенной концентрации. Таким образом, с достаточно стро гой ориентацией частиц были приготовлены 6 препаратов (пробы 1n и 1с) с 18–20 мг су хого вещества на подложке. Для пробы 2b из-за недостаточного количества вещества препараты изготавливались пипеточным методом такого же количества вещества. Съемка проводилась на рентгеновском дифрактометре ДРОН-2,0 с СоК-монохроматическим излучением с длиной волны = 1,79021, U = 32 кВ, I = 20 мА, 400 имп./с, RC = 5 c, Vсч = 20/мин в воздушно-сухом и насыщенном этиленгликолем состояниях.

Результаты рентгеноструктурного анализа, представленные в обобщенном виде в табл. 4.4, позволяют сделать следующие выводы о вариациях минералогического состава исследованных образцов породы.

Проба 1n. В пробе присутствует смешанослойная фаза иллит смектит с содержанием в структуре около 80% иллитовых и 20% смек титовых пакетов. С уменьшением размерности фракций в пробах данно го образца доля смектитовой составляющей возрастает, но общее соот ношение иллит-смектит остается практически неизменным. Также с уменьшением размерности фракций увеличивается содержание гипса и лепидокрокита и уменьшается кварца. По основным минералам проба может быть определена как каолинит-иллитовая с примесью кварца, гипса и лепидокрокита.

а Суммарное содержание фракций, % 0,001 0,01 0,1 1 б Содержание фракций, % 0,001 0,01 0,1 1 1 Размер фракций, мм Рис. 4.2. Гранулометрический состав образцов.

а – кумулятивная кривая, б – кривая распределения фракций. Проба: 1 – 1с, 2 – 2b, 3 – 1n.

Таблица 4.4. Содержание основных минералов по фракциям в образцах (вес. %) Диаметр фракций, мм Минералы 0,05–0,01 0,01–0,002 <0, 1n 1c 2b 1n 1c 2b 1n 1c 2b Иллит 32 23 13 31 23 13 30 19 Каолинит 56 44 21 54 45 22 58 34 Кварц 12 6 20 10 4 13 2 <1 Гипс <1 2 42 5 5 35 8 6 Лепидокрокит <1 25 – <1 26 – 3 42 – Галит – – 4 – – 20 – – Проба 1c. Здесь также присутствует смешанослойная фаза иллит смектит (содержание иллита – 80%, смектита – 20%), но в меньшем ко личестве, чем в предыдущем образце. С уменьшением размерности фракций доля смектитовой составляющей увеличивается;

соотношение иллит-смектит остается таким же, однако их общее содержание в пробе снижается примерно на 20%. Аналогично пробе 1n с уменьшением раз мерности фракций возрастает содержание гипса и лепидокрокита и уменьшается кварца. Однако в отличие от предыдущего образца лепи докрокит в данной пробе присутствует в значительных количествах, что, вероятно, обусловливает его желтый цвет. По основным минералам проба определена как каолинит-иллит-лепидокрокитовая с примесью кварца и гипса.

Проба 2b. В данном образце преобладающими фазами являются гипс и кварц. Минералы глин находятся в подчиненном к ним количест вах и в значительно меньших по сравнению с пробами 1n и 1c. Соотно шение иллит-смектит остается прежним – 80 и 20%. С уменьшением размерности фракций снижается содержание кварца и возрастает галита при достаточно высоком количестве гипса. По основным минералам образец является гипс-каолинит-иллит-галитовым с примесью кварца.

Как видно, изученные породы содержат минералы, которые суще ственно различаются адсорбционными свойствами;

поэтому следует ожидать влияние микрогетерогенности (обусловленной существованием различных типов сорбционных площадок на минеральной фазе) состава на характер опытных данных.

Режим опытов. В каждой сорбционной серии экспериментов ис пользовалась навеска породы массой (ms) 2 г. Объем рабочего радиоак тивного раствора (V1) составлял 20 мл. Таким образом, соотношение V1/ms (так называемое соотношение Ж:Т) во всех опытах было постоян ным (V1/ms=10). Для идентификации типов изотерм адсорбции (находя щих, в частности, отражение на графиках в координатах Ns–Cs, где Ns – концентрация радионуклида на породе, Cs – то же в растворе) исполь зовались несколько исходных (начальных Ci) концентраций радионук лидов: 3700, 370 и 37 Бк/см3.

s s По убыли концентрации радионуклидов в растворе ( текущая C = Ci - C0, C0 концентрация) рассчитывалось соответствующее значение концентрации радионуклида на породе:

s (Ci - C0 ) V1 (4.7) s N =, ms / п причем, как видно, эта концентрация приведена к единице объема породы, объемная плотность которой (п) во влажном состоянии принималась равной 1,6 г/см3.

Для расчета концентрации радионуклида на породе (в твердой фазе) при десорбции использовалась следующая балансовая формула:

V2 (4.7а) d Nid = Nid - C0, + i (ms / п ) где Nid и Ni+1d – концентрации на породе на i-м и i + 1-м десорбционных шагах, C0d – кон центрация радионуклида в растворе после установления равновесия (в конце десорб ционного шага), V2 – объем заливаемого «фонового» раствора (во всех экспериментах принималось V2 = V1).

Таблица 4.5. Изменение катионного состава раствора при предварительной обработке породы № Содержание катионов, мг/л pH цик- Ca Mg Fe ла 1c 1n 2b 1c 1n 2b 1c 1n 2b 1c 1n 2b I 8,43 8,46 8,51 15,2 15,7 15,9 9,4 9,9 10,3 0,93 0,80 0, II 8,26 8,51 8,51 14,5 14,1 13,6 10,0 10,5 10,3 0,87 0,90 0, III 8,48 8,42 8,45 13,8 13,7 13,1 12,3 12,3 12,2 0,82 0,87 0, IV 8,53 8,56 8,47 13,0 12,9 12,6 12,7 12,6 12,3 0,87 0,83 0, V 8,40 8,37 8,37 12,8 12,5 12,6 12,6 12,4 12,5 0,90 0,90 0, Исх.

рас- 8,14 13,4 10,5 1, твор Постановке собственно сорбционного эксперимента предшество вал этап многостадийного насыщения породы модельной пластовой водой до установления природного ионного равновесия (табл. 4.5).

Время обработки каждой пробы грунта раствором (Ж:Т=10:1) состав ляло 3–4 сут. Приведенные значения концентраций катионов в жидкой фазе после контакта с грунтом – средние из шести проб.

Из представленных данных следует, что пять циклов обработки породы раствором приводят к практически полной стабилизации кати онного состава. Это позволяет считать, что дальнейшие сорбционно десорбционные эксперименты протекают в равновесных термодинами ческих условиях (будем далее полагать, что привнос изотопной метки, концентрация которой на пять-шесть порядков ниже концентрации лю бого из макроионов, не влияет на установившееся равновесие).

4.3.1.2. КАЧЕСТВЕННОЕ ОПИСАНИЕ ОПЫТНЫХ РЕЗУЛЬТАТОВ Кинетика процесса. Опытные данные (рис. 4.3) свидетельствуют о весьма быстрой кинетике как сорбционного, так и десорбционного процесса: наблюдается практически полная стабилизация значений кон центрационной функции C(t) уже в течение первых суток с начала сорбционного (или десорбционного) эксперимента. Поэтому данные за меров концентрации С в рабочих растворах, проведенные через 14 сут после начала опытов, характеризуют равновесное состояние системы и могут использоваться для построения изотермических зависимостей.

C, Бк/см Ci = 3700 Бк/см Ci = 370 Бк/см Ci = 37 Бк/см 10 Адс.: проба 1c Дес.: проба 1c Адс.: проба 1n Дес.: проба 1n Адс.: проба 2b Дес.: проба 2b 0 t, сут Рис. 4.3. Кинетические кривые адсорбции и десорбции радиостронция.

Изотермы адсорбции/десорбции. Особенности химических рав новесий при различной направленности процесса (адсорбция или де сорбция) в системе «раствор радиоактивного стронция – порода» (при менительно ко всем трем исследованным разновидностям песков – 1с, 1n, 2b) иллюстрируются на рис. 4.4. Соответствующие изотермы для радиоцезия (образец 2b) представлены на рис. 4.5.

N, Бк/см 100000 б а N=19,9C0, N =13,0C0, N =26,9C0, N0=25,3C0, 0.01 0.10 1.00 10.00 100.00 1000.0010000. 0.01 0.10 1.00 10.00 100.00 1000.0010000.00 C, Бк/см в Рис. 4.4. Опытные данные адсорб ционно-десорбционных экспери N =11,0C0, ментов с радиостронцием (черные кружки – адсорбция, треугольники 0 – десорбция) и их модельная ин N =9,1C0, терпретация (крестики).

Светлые кружки соответствуют поло жению концентрационных точек No(Co);

а, б и в – результаты, полученные для 0.01 0.10 1.00 10.00 100.00 1000.0010000. C, Бк/см образцов пород 1с, 1n и 2b.

N, Бк/см N =105C0, s N =162C0, 0.1 1.0 10.0 100.0 1000.0 10000. C, Бк/см Рис. 4.5. Опытные данные адсорбционно-десорбционных экспериментов с ра диоцезием (проба 2b, черные кружки – адсорбция, треугольники – десорбция) и их модельная интерпретация (крестики).

Светлые кружки соответствуют координатам концентрационных точек (No, Co).

Адсорбционные ветви приведенных графиков в билогарифмиче ских координатах имеют линейный вид. Такая форма графиков свойст венна изотермам, описываемым уравнением степенного вида Фрейн длиха:

s s ns s s, (4.8) N = K C (ln N = ln K + ns ln C) F F где KFs и ns – линейная и экспоненциальная константы.

Таблица 4.6. Параметр (степень необратимости сорбции, %) Сi, Номер образца Бк/см3 1с 1n 2b 3700 9 7 370 26 38 37 38 46 Характерной особенностью всех полученных изотерм десорбции является их выполаживание в области низких значений концентрации:

прослеживается общая тенденция приближения изотерм к «стационар ным» асимптотикам N(C) = N0 = const. Это свидетельствует об удержа нии породой заметных количеств радионуклидов (табл. 4.6) при весьма низких их концентрациях в контактирующем с породой растворе. Более того, в некоторых экспериментах на поздних десорбционных шагах не был зафиксирован выход радионуклидов из породы (С = 0, N = N0).

Как видно (табл. 4.6), степень необратимости сорбции радио стронция заметно возрастает с уменьшением «действующей» равновес ной концентрации C0, установившейся в конце адсорбционной стадии (предшествующей первому десорбционному шагу), т.е. зависимость N0 (C0) является сильно нелинейной (она также показана на рис. 4.4 и 4.5 – сплошная линия): если при высоких концентрациях степень необ ратимости = N(C0)/N0 составляет в среднем около 10%, то в области низких концентраций она достигает 40% и более. Соответствующий показатель для радиоцезия меняется в диапазоне 37–84%. Подчеркнем, однако, что характеристика является довольно условной, поскольку ее абсолютные значения зависят от опытных условий (соотношения V1,2/ms).

Анализ опытных данных (рис. 4.5 и 4.6) позволяет аппроксимиро вать соответствующие десорбционные кривые зависимостью следую щего общего вида:

d d 0 d (4.8а) N = N (C0 ) + KFCn, d где и nd – десорбционные «аналоги» линейной и экспоненциальной KF констант в уравнении Фрейндлиха.

Остановимся далее на некоторых теоретических моделях, объяс няющих выявленное в опыте поведение системы.

Рис. 4.6. Схема к обоснованию кон цептуальной модели гистерезисной адсорбции.

4.3.1.3. РАЗВИТИЕ МОДЕЛЬНЫХ ПРЕДСТАВЛЕНИЙ Обобщенная равновесная модель гистерезисной адсорбции.

Основным постулатом модели является допущение о том, что любой репрезентативный объем породы содержит в своей минеральной фазе две группы сорбционных центров (площадок), взаимодействие которых с растворенным веществом контролируется механизмами (силами) раз личной физико-химической природы [59, 60].

Взаимодействие с площадками первой группы имеет электроста тический характер – компоненты «легко» сорбируются и десорбиру ются, следуя изотерме Фрейндлиха (рис. 4.6):

s s 1 N1s = fK1Cn, N1d = fK1Cn, (4.9) где f – коэффициент фракционирования, отвечающий доле сорбционных площадок первого типа.

Взаимодействие растворенных компонентов с площадками второй группы носит специфический характер, т.е. на стадии сорбции соблюда ется тот же характер связи концентраций, а десорбция с этих площадок при падении концентрации в растворе либо сильно затруднена, либо не проявляется вовсе:

s s s d n, (4.10) N2 = (1- f )K2Cn, N2 = (1- f )K2C где С0 – концентрация компонент в растворе, с которой начался десорб ционный шаг;

N0 – остаточная (необратимая) сорбция;

в уравнениях (4.9) и (4.10);

K1 и K2 – линейные коэффициенты Фрейндлиха;

n1s и n2s – экспоненциальные константы.

Суммарный эффект от двух видов элементарных актов физико-хи мического взаимодействия находит отражение в следующей результи рующей (суммарной) изотерме сорбции/десорбции:

s s s 1 N = fK1Cn + (1- f )K2Cn (4.11) N = s s d n N = fK1Cn + (1- f )K2C0, которая, как видно, имеет гистерезисный характер (см. рис. 4.6).

Адсорбционное уравнение в системе (4.11) более сложное по сравнению с формулой Фрейндлиха (4.8). Процесс контролируется «ли нейными» комплексами fK1 и (1 - f)K2, а также «экспоненциальными» константами n1s и n2s. При фиксированной концентрации С0 остаточная концентрация радионуклида на породе определяется выражением s 0 n N = (1- f )K2C0. (4.11а) Заметим попутно, что в линейной модели сорбции n1s = n2s = парциальные константы К1 и К2 связаны с традиционно определяемым в сорбционных экспериментах коэффициентом равновесного распределе ния Kd очевидным соотношением (4.12) fK1 + (1 - f )K2 = п Kd, где п – плотность породы.

Нелинейная кинетическая модель. Как и прежде, будем считать, что минеральная составляющая системы является «двухфазной», так что с каждой из фаз ассоциируются два типа (1 и 2) сорбционных площадок, характеризующихся различными параметрами равновесной и кинетиче ской сорбции и десорбции. Предполагая, что адсорбция в равновесных условиях подчиняется закону Фрейндлиха (первое уравнение (4.11)), запишем выражения, описывающие кинетику сорбции на двух типах площадок:

s s N1 s N2 s 1 (4.13) f = 1 (K1Cn - N1), (1 - f ) = 2 (K2Cn - N2 ), t t где С и N1, N2 – объемные концентрации радионуклида в растворе и на s s породе (на каждом типе сорбционных площадок);

1 2 – кинетиче и ские адсорбционные константы.

Аналогичная система уравнений составляется и для десорбцион ного процесса:

s s N1 d N2 d 1, (4.14) f = 1 (K1Cn - N1) (1 - f ) = 2 (K2Cn - N2 ).

t t d где 1 d – кинетические константы десорбции.

и Как видно, данная модель учитывает возможные различия в кине тических константах сорбции и десорбции. Система уравнений (4.13)– (4.14) является многопараметрической, т.е. характеризуется набором параметров, которые отражают различную интенсивность (равновесную и кинетическую) взаимодействия между растворенными компонентами и компонентами, адсорбционными на различных типах сорбционных площадок (как на сорбционной, так и на десорбционной стадиях экспе римента). В частности, задаваясь id < is, можно имитировать замед d ленную кинетику десорбции. В предельных вариантах: 1) 1 d или 0 приходим к случаю необратимой сорбции на площадках одного из d d d типов, 2) 1,2 2,, 0 – к случаю равновесной частично не обратимой сорбции, рассмотренной в предыдущем разделе.

Баланс вещества в статическом эксперименте. Общая масса компонента в закрытой системе определяется соотношением T M = VC + N(ms / п ), (4.15) в котором V – объем рабочего раствора, ms – масса навески, п – плот ность породы, N – суммарная концентрация на породе:

N = fN1 + (1 - f )N. (4.16) Тогда уравнение массового баланса будет иметь вид T dM (4.17) = dt или C N Vп. (4.17а) a + = 0, a = t t ms Система уравнений (4.13), (4.14), (4.17а) является замкнутой при заданных начальных (t = 0) условиях:

N1 = N2 = 0, C = Ci – на стадии сорбции, N1 = N i 1, N2 = N i 2, C = 0 – на стадии десорбции, (4.18) где Сi – исходная концентрация сорбируемого компонента в растворе;

Ni1 и Ni2 – исходная концентрация компонента на сорбционных пло щадках при смене раствора.

Для решения системы дифференциальных уравнений (4.13), (4.14), (4.17а) был разработан численный алгоритм, в основе которого лежит их аппроксимация конечными разностями. Этот алгоритм реализован в рамках компьютерной программы NODEK2.

4.3.1.4. ИНТЕРПРЕТАЦИЯ ОПЫТНЫХ РЕЗУЛЬТАТОВ Линеаризация опытных зависимостей в координатах N0–C s (рис. 4.4 и 4.5) позволяет определить параметры (1 – f)K2 и (табл. 4.7).

n Таблица 4.7. Расчетные параметры, полученные при интерпретации опытов fK1 (1- f )K, Эффективная, *) № об K1 K2 *) s s изотерма Фрейн Радио разца n1 n2 длиха**) s s n2 - нуклид n1 - (Бк/см3) (Бк/см3) 7,6 25, 1c 1,0 0,57 Neff = 19,9C0, 8,0 3, 26, Sr-90 1n 1,0 0,45 Neff =13,0C0, 4, 4, 9, 0, 2b 0,8 0,54 Neff =11,0C 5, 28,5 162, Cs-137 2b 0,9 0,6 Neff = 105C0, 30 s neff eff Примечания. *) при f = 0,95;

**) – линеаризация модельных точек в Neff = KF C s s системе координат N C при расчетных K1, K2, n1 и n2.

s Подбор параметров fK1 и осуществляется посредством многова n риантных расчетов по программе NODEK2 так, чтобы достигалась наи лучшая аппроксимация данных, полученных как на сорбционной, так и десорбционной стадиях эксперимента. В расчетах использовались сле d s d дующие значения кинетических констант: 1 = 50 сут-1, = = d 10 сут-1, = 0,01 сут-1. При выбранных временных рамках они обес печивают быстрое достижение равновесия в системе на стадиях сорб ции и десорбции, а также необратимую фиксацию радионуклида на сорбционных площадках второго типа. Наконец, в модельных оценках применялся параметр фракционирования f = 0,95;

тем самым предпо лагалось, что 95% от общей минеральной массы породы приходится на минералы со слабыми массообменными (сорбционными) свойствами (прежде всего кварц), а 5% – на долю активных сорбентов тонкодис персных фракций (иллит, каолинит, лепидокрокит) – разд. 4.3.1.1.

Результаты модельной интерпретации опытов представлены в табл. 4.7. О надежности интерпретации можно судить по рис. 4.4 и 4.5, на которых дано сравнение опытных и модельных данных.

Применительно к радиостронцию из анализа полученной инфор мации следует: 1) сорбция на тонкодисперсной высокоактивной фрак s ции характеризуется сильно нелинейными изотермами = 0,45–0, n s (<< );

2) этим обстоятельством объясняется выраженная нелинейность n s функции N0 = f (C0);

3) за исключением пробы 2b ( = 0,8), изотермы n s сорбции для площадок первого типа линейны ( = 1,0);

4) анализ чув n ствительности показал, что все результаты равноценны в диапазоне из d менения параметра 0< 0,01, т.е. вопрос об «абсолютной» необрати d мости процесса (когда строго равно 0) остается открытым (можно говорить о необратимости в опытном временном диапазоне);

5) модель ные изотермы довольно близки к опытным (рис. 4.4 и 4.5);

заметные отклонения наблюдаются лишь в опытах с образцами 1n (Ci = 370 Бк/см3) и 2b (Сi = 37 Бк/см3), что можно объяснить неоднородно стью выборок;

6) трудно объяснимым является наблюдаемый в отдель ных опытах эффект потери породой способности высвобождать радио нуклиды на последних десорбционных шагах (такой результат фор мально может быть получен только в том случае, если предположить, в в что в области низких концентраций 1 2 = ).

Сравнение полученных параметров адсорбции с данными минера логического исследования образцов (разд. 4.3.1.1) показывает, что сор бируемость радионуклидов в наибольшей степени зависит от содержа ния в тонкодисперсной фракции образцов гидрооксида железа – лепи докрокита. Так, при повышенном содержании этого минерала в образце 1c (25–42%) константа KFs = 19,9. В образцах 1n и 2b лепидокрокита менее 1–3% и константа KFs падает до 11–13. В то же время отсутствует прямая корреляция между гранулометрическим составом образцов и расчетными значениями линейной константы KFs. Так, при относи тельно высоком содержании в образце 1n тонкодисперсной фракции (до 8%) сорбционные свойства породы невысокие (KFs = 13).

Качественно подобные выводы можно сделать, проанализировав результаты опытов с раствором радиоцезия. Обращают на себя внима ние существенно повышенные (по сравнению с радиостронцием) значе ния парциальных коэффициентов K1 и K2, что укладывается в известные представления о поглощающей способности пород по отношению к данным радионуклидам.

4.3.2. Динамические адсорбционно-десорбционные эксперименты с ломоносовскими песками В дополнение к вышеописанным статическим экспериментам с каждой из базовых разностей пород (пробы/образцы 1с, 1n и 2в) прове дены опыты в фильтрационных колонках (табл. 4.8). Длина колонок – 10–12 см (в опытах с пробами 1n и 2b) и около 5 см (проба 1c), диаметр – 1,2 см, вес грунта – 20 (пробы 1n и 2b) и 10 г (проба 1c). Предвари тельно через каждую из колонок было профильтровано около 60 мл «фонового» раствора (разд. 4.3.1.1). Кроме того, один из экспериментов (с образцом 1с) был выполнен с радиоактивным раствором того же со става, но не содержащим стабильный изотоп стронция.

Опыты по «пакетному» запуску радиоактивного раствора прово дились при трех граничных (во входном сечении колонки) концентра циях радиостронция: С0 = 10-6 Ки/л (37 Бк/см3), C0 = 10-5 Ки/л (370 Бк/см3) и C0 = 10-4 Ки/л (3700 Бк/см3). Объем проб на выходе из колонок, в которых проводился замер концентрации, колебался от 2 до 5 мл, время накопления 0,5–1,5 ч. Выходные кривые экспериментов представлены на рис. 4.7. Горизонтальные оси графиков соответствуют отношению объема профильтровавшегося раствора V(t) к объему пор каждой колонки V0 = Vк·n (где Vк – объем колонки, n – пористость, при нятая равной 0,33): (v – скорость фильтрации, V (t) = V (t) /V0 = vt / nL L – длина колонки).

Таблица 4.8. Основные характеристики опытных режимов Пара 1c 1с* 1n 2b метры C0, Бк/см3 37 370 3700 37 37 370 3700 37 370 L, см 5,2 5,4 5,2 5,3 10,5 10,0 10,3 10,9 10,2 10, Vк, см3 5,88 6,10 5,88 5,99 11,87 11,30 11,64 12,32 11,53 12, tп, ч 59,0 59,0 59,0 59,0 18,0 24,0 34,0 22,5 22,5 22, Vп, см3 191,8 136,3 142,9 184,0 93,6 60,8 101,7 108,5 136,7 180, tэ, ч 105,2 103,2 105,2 103,2 59 71 71 48,5 48,5 48, Vэ, см3 344,5 255,1 258,4 313,5 212,6 155,4 198,6 206,9 253,1 336, Примечание. L – длина колонки, Vк – объем грунта в колонке, tп – длительность «пакета», Vп – объем пакета (радиоактивного раствора), tэ – продолжительность экспери мента, Vэ – суммарный объем раствора, участвующего в эксперименте;

* – опыт с радио активным раствором, не содержащим стабильный стронций.

Такого рода эксперименты позволили рассчитать (по разности масс поступивших в колонку и вышедших из нее радионуклидов) коли чество радиостронция, необратимо адсорбированных породой, (4.19) M = С0V - (CiVi ) i где V – объем радиоактивного раствора, поступившего в колонку;

Vi – объем пробы (на выходе из колонки), в которой определялась актив ность радиостронция Ci. Тогда объемная концентрация радионуклида, необратимо адсорбированного породой, может быть оценена по фор муле. (4.20) N0 = M /Vк В табл. 4.9 обобщены результаты динамических экспериментов. Из них видно, что величина N0 зависит от равновесной концентрации C0.

Значения N0, рассчитанные по результатам динамических эксперимен тов, приближаются к соответствующим значениям, полученным в ста тических условиях при относительно высоких значениях концентрации C0 (3700 Бк/см3). Динамические эксперименты со слабоактивными рас творами (C0 = 37 и 370 Бк/см3) дали значения параметра N0 заметно ни же тех значений, которые можно было ожидать по данным статических опытов, более того, в экспериментах с образцами породы 2b адсорбция оказалась обратимой.

C a C, Бк/см Образец/Проба б 1c 1c (б/ст. Sr) 1n 2b Образец/Проба 1c 1n 2b 0 40 80 120 160 _ 0 40 80 120 V(t) V в Рис. 4.7. Индикаторные кривые «пакетного» эксперимента Образец/Проба 1c с радиостронцием:

1n 2b a – C0=37 Бк/см3, б – C0=370 Бк/см3, в – C0=3700 Бк/см3.

0 40 80 120 160 _ V(t) По результатам описанных опытов могут быть рассчитаны коэф фициенты сорбционной задержки радиостронция на сорбционной и де сорбционной стадиях экспериментов (табл. 4.9). Расчеты выполнены по точкам регистрации 50% концентрации (рис. 4.7). Из анализа представ ленных данных следует: 1) степень сорбируемости радионуклида раз личными образцами пород отвечает закономерностям, установленным в статических опытах (наибольшей поглощающей способностью обладает образец 1c, наименьшей – образец 2b), 2) равновесные коэффициенты d d десорбционного распределения (Kd = Kd п ) несколько ниже по своим значениям (за одним исключением) коэффициентов адсорбционного S S распределения ( ).

Kd = Kd п Наконец, следует отметить, что, судя по представленным данным (рис. 4.7, а и табл. 4.9), отсутствие в системе стабильного стронция сла бо влияет на сорбционные равновесия (не исключено, правда, что кон такт породы и раствора приводит к появлению в растворе ионов Sr2+ за счет его высвобождения из обменного комплекса породы).

В целом, результаты динамических экспериментов не противоре чат выводам предшествующего раздела.

Таблица 4.9. Результаты интерпретации адсорбционно-десорбцион ных экспериментов в динамическом режиме d N0, Бк/см3 KdS / Kd С0, Бк/см3 С0, Бк/см Проба 37 370 3700 37 370 1c 9 51 1746 6,1/4,7 5,9/5,0 7,3/6, 1с* 25,1 – – 6,9/4,7 – – 1n 3 130 680 3,8/4,0 3,8/3,7 3,9/3, 2b 0 0 3362 0,96/0,92 0,90/0,90 1,0/0, Примечание. * – опыт с радиоактивным раствором, не содержащим стабильный стронций.

4.3.3. Миграционные модели 4.3.3.1. ПРОСТЕЙШИЕ АНАЛИТИЧЕСКИЕ РЕШЕНИЯ ДЛЯ ОПИСАНИЯ МИГРАЦИОННЫХ ПОТОКОВ Рассмотрим особенности формирования одномерных концентра ционных полей, основываясь на несложных кинематических и балансо вых соотношениях. Предположим, что входная концентрационная функция носит «пакетный» характер (рис. 4.8, а), т.е. раствор, содержа щий сорбционную метку в концентрации С = С10, поступает в пласт ог раниченный промежуток времени tп (после чего происходит падение концентрации до исходного фонового уровня С = 0). Сорбция и десорб ция имеют равновесный характер и определяются парциальными коэф фициентами распределения соответственно K1 и K2 (см. (4.9) – (4.10)).

а б C C t t* t=t* C10 C us = ud us * x X* x X* Рис. 4.8. Характер распределения сорбируемого компонента в растворе при гис терезисной равновесной адсорбции.

а, б, в, г – различные стадии миграционного процесса.

Хорошо известно [8, 50], что выпуклый характер изотермы де сорбции (формула (4.11), рис. 4.6) Nd(С) должен приводить к «размы ву» заднего десорбционного фронта, формирующегося при промывке загрязненного участка пласта «чистой» водой (рис. 4.7,б). Соответст вующее концентрационное поле описывается с помощью «характери стического» уравнения v(t - tп) (4.21) x =, d n + N / C которое можно переписать в следующей безразмерной форме:

t - (4.21а) x =, s s n1 - 1+ n1 1C s fK1 n1 v где x = xn / vtп;

t = t / tп ;

C = C / C10 ;

1 = C10 -1 ;

– скорость n фильтрации Дарси, n – пористость.

Перемещение передового сорбционного фронта контролируется скоростью v (4.22) us = s n + N / C s s (в данном случае ), или в безразмерной форме N C = N C 1 us v s s, (4.22а) u = (u =, u = ) 1 + 1 + 2 u n s n где. Эта скорость всегда ниже скорости смещения 2 = (1- f )K2C10 -1 / n высококонцентрационных точек (в частности, ) передового де С = сорбционного фронта dx d d s (4.23) u10 u = = (> u ).

s C = dt 1 + n1 C = Следовательно, спустя определенный промежуток времени (t*) де сорбционный фронт начинает взаимодействовать с сорбционным фрон том (рис. 4.8, в, г). Наложение фронтов приводит к падению концентра ции на передовом фронте вытеснения, которое, в свою очередь, влечет за собой (из-за нелинейности процесса) погашение скорости его мигра ции. Время может быть легко найдено из соотношения t * (t* = t * / tп ) s d u t* = u10(t * -1) :

(1 + 1 + 2 ). (4.24) t* = s (1 - n1 )1 + Этому времени соответствует линейное смещение x* = s (1 - n1 )1 + (рис. 4.8, в).

При наложении сорбционной и десорбционной волн скорость ми s грации передового фронта ( ) будет контролироваться наиболее мед u ленным процессом. При гистерезисной сорбции, подчиняющейся обоб щенной изотерме (4.11), – это десорбционный процесс. Из балансовых соображений получаем s 1 u us = (us = ). (4.25) s u 1 + 1Cn -1 + 2 / C* Для расчета текущих значений концентрации должны С = C* / C использоваться специальные численные итерационные приемы.

_ C _ _ 1. _ _ t = t* = 4, t = t* = 6, 2 = 0, 2 = 0, 1 = 1, 1 = 1, 0. 0. t = 6, 0. _ t = 8, 0. _ t = 11, 0. 0 1 2 3 4 _ x Рис. 4.9. Влияние необратимости процесса на характер концентрационных распределений.

Сплошные линии – необратимая адсорбция (2 = 0,2, 1 = 1,0), пунктирные – обратимая равновесная адсорбция (2 = 0, 1 = 1,2). Расчеты выполнены при С10 = 1 и n1s = 0,7.

На рис. 4.9 приведены результаты численных расчетов концентра ционных распределений (начиная с момента «шокового» взаимо C х действия фронтов t t ) при различных величинах параметра i (2 = 0, 1 = 1,2 – случай обратимой адсорбции и 2 = 0,2, 1 = 1,0 – случай частично необратимой адсорбции) и фиксированных значениях «экспо s s ненциальной» константы = (= 0,7)1. Хорошо видно, что необрати n1 n мость процесса способствует более быстрому погашению концентра ционного возмущения в пласте.

_ u*s x а б 0. ns1 = 0, 0, 0, 0, 0, 0.4 0, 0, 0, 0. 0, 0, 0, 0. 0, 0, C10 = 1;

1 = 1,0;

2 = 0, 0. C10= 1;

1 = 1,0;

2 = 0, ns1 = 0, 0.0 _ 0 10 20 30 _ 40 0 10 20 30 t t s Рис. 4.10. Влияние параметра на скорость смещения передовой границы кон n центрационной волны (а) и вид графиков-характеристик (б) (C10 = 1, u*s t x t 1 = 1,0, 2 = 0,2).

Два других графика (рис. 4.10) иллюстрируют влияние параметра s на скоростные характеристики передового сорбционного фронта.

n Видно, что с момента начала взаимодействия десорбционной и сорбци онной волн происходит постоянное уменьшение скорости миграции При таком сочетании параметров и сорбционная изотерма остается неиз i nis менной для обратимого и необратимого процессов.

компонента на фронте контакта загрязненной и чистой вод (в нашем примере от s= 0,455 (см. (4.22а)) до 0). Темпы снижения этой скорости s ( ) зависят от степени нелинейности процесса: тем выше кон u* t s станты, тем более резко происходит «торможение» фронта.

n Частным случаем является линейная необратимая сорбция s s (n1 = n2 = 1), дающая поршневой десорбционный фронт. Этот фронт, перемещаясь с более высокой действительной скоростью фильтрации, будет стремиться догнать фронт сорбции, в результате чего область за грязненных вод будет испытывать тенденцию к сжатию. В какой-то мо мент времени (t*) произойдет «смыкание» фронтов (us мгновенно пада s ет до значения ): в это время все загрязняющие компоненты us = u* = перейдут из жидкой фазы в твердую, т.е. благодаря гистерезису сорбци онного/десорбционного процесса и его необратимости происходит пол ное восстановление качества подземных вод на участках их пер воначального загрязнения. Время t* легко находится из простейших кинематических соотношений или непосредственно по формуле t * 1+ fK1 1 + 1 (4.26) t* = = 1+ 1+, tn (1- f )K2 где (i = 1,2), n – пористость.

Ki = Ki / n Таким образом, несмотря на наличие контаминантов в пласте, ка чество подземных вод как в пределах локализованного участка загряз нения пласта (где все компоненты оказались аккумулированы породой), так и ниже по потоку может оставаться высоким неограниченно долгое время. Объемная концентрация (N0) вещества в породе определяется соотношением. (4.26а) N = (1- f )K2C В реальных условиях, однако, быстрому достижению фоновых концентраций может препятствовать кинетика десорбции. Для исследо вания роли этого механизма при массопереносе целесообразно обра титься к математическому моделированию.

4.3.3.2. ЧИСЛЕННАЯ МОДЕЛЬ МИГРАЦИОННОГО ПОТОКА Общее уравнение одномерного конвективно-дисперсионного пе реноса компонента, сорбирующегося на площадках двух типов, имеет вид C N1 N2 C 2C (4.27) n + f + (1 - f ) + v = DL, t t t x x где n – пористость;

v – скорость фильтрации;

DL – коэффициент про дольной гидродисперсии.

В зависимости от направленности процесса (сорбция или десорб ция) транспортное уравнение (4.27) дополняется кинетическими урав нениями (4.13) или (4.14). Систему уравнений (4.27), (4.13) и (4.14) можно представить в обобщенной безразмерной форме s С N1s / d N2 / d C C + 1 + 2 + = DL 2, t t t dx x N1s / d s (4.28) n1 / d f = 1s / d (C - N1s / d ), t s N2 / d s s / d n2 / d s (1- f ) = (C - N2 / d ), t s- xn t C Nis / d n где x = ;

t = ;

C = ;

Nis / d = ;

1 = fK1C10 / n ;

nis / d vtп tп C KiC s DLn n2- 2 = (1- f )K2C10 / n ;

1s / d = 1s / dtп;

DL =.

,2, v2tп.

Для решения системы уравнений (4.28) была разработана числен ная модель (компьютерный «код») NODEK2t.

Приведем примеры численных расчетов. Первая серия модельных экспериментов выполнялась для оценки роли кинетики десорбции с Здесь мы также учли возможность различий в значениях экспоненциальных кон стант и на сорбционной и десорбционной стадиях процесса.

nis nid площадок второго типа (рис. 4.11). Адсорбция считалась равновесной s в этой же предпосылке рассматривалась и десорбция компо (1,2 );

d нента с площадок первого типа В предельном варианте (1 ).

d (2 0 – случай необратимой сорбции на площадках второго типа и d 2 – полностью обратимая сорбция на данном типе площадок) результаты качественно подобны полученным ранее в рамках аналити ческой модели (разд. 4.3.3.1): необратимость процесса ведет к замедле нию скорости миграции передового фронта концентрационной волны и снижению пиковых значений концентраций. Кроме того, расчеты пока зали, что для выбранных условий влияние необратимости сорбции d вполне ощутимо при 2d = 2 tп < 0,1.

_ C _ 0. t = 8, _ t = 11, 0. 0. 0. C10=1, 0. 0 1 2 3 4 _ x Рис. 4.11. Влияние кинетики десорбционного процесса на концентрационные распределения С(х).

d Значения безразмерных десорбционных кинетических констант: 1 – = 0,00001, 2 – d d d = 0,1, 3 – = 1, 4 – = 50. Расчеты выполнены на модели MODEK2t 2 2 при 1 = 1, 2 = 0,2, n = n2s = n1d= n2d= 0,7, DL = 10-5, f = 0,5.

С а б C, Бк/см t = 10 лет t = 10 лет t = 20 лет t = 20 лет 0 20 40 60 80 0 20 40 60 х x, м в Рис. 4.12. Распределение радио стронция при одномерной ми грации в типовых разностях ло моносовских песков.

а – 1c, б – 1n, в – 2b. Сплошные t = 10 лет t = 20 лет линии – частично необратимая ад- сорбция, пунктирные – обратимая.

0 20 40 60 x, м Теперь приведем результаты расчетов концентрационных фронтов для условий осредненных потоков на участке ЛСК «Радон», воспользо вавшись данными лабораторных сорбционных экспериментов (разд. 4.3.1.4). Гидродинамические параметры модели следующие: v = 0,04 м/сут (среднее значение скорости при градиенте I = 0,01 м/м и ко эффициенте фильтрации k = 4 м/сут), n = 0,3, DL = 10-5 м2/сут. Продол жительность «пакета» tn = 5 лет. Выполнено три варианта расчетов, в которых использовались сорбционные данные по образцам 1с, 1n и 2b (табл. 4.7) – рис. 4.12.

Как и в «тестовых» примерах (рис. 4.9), для иллюстрации значи мости необратимости адсорбционного процесса на графиках дано со поставление результатов расчетов со случаем обратимой адсорбции d ( ). Из представленных расчетов видно, что необратимость сорб ции является одним из важных факторов, способствующих самоочище нию подземных вод на данном участке. Кроме того, нелинейность про цесса приводит к заметно асимметричным фронтам – передний адсорб ционный фронт круче заднего десорбционного.

4.4. ПРОСТРАНСТВЕННАЯ ИЗМЕНЧИВОСТЬ НЕЛИНЕЙНЫХ СОРБЦИОННЫХ КОНСТАНТ (ЛОМОНОСОВСКИЕ ПЕСКИ) Хорошо известно, что гетерогенность водоносных систем, под ко торой понимается в общем случае пространственная изменчивость гео фильтрационных и физико-химических параметров, играет ключевую роль в формировании ореолов загрязнения подземных вод. Для изуче ния массопереноса в таких системах необходимо сочетание анализа де терминированных результатов отдельных экспериментов с элементами стохастического описания системы в целом.

В последние годы подавляющее число опубликованных работ бы ло посвящено исследованию изменчивости проницаемости пород (k) и значений линейной адсорбционной константы (Kd). В большинстве слу чаев исследования базировались на концептуальном модельном анализе и оперировали ограниченным числом экспериментальных данных. В настоящей работе делается попытка нахождения пространственных ва риаций параметров, которые характеризуют сорбционные взаимодей ствия, описываемые нелинейными уравнениями, а также связи этих па раметров с изменчивостью физических свойств среды (проницаемостью и показателями дисперсивности).

4.4.1. Краткое описание экспериментальных исследований Опытный участок (3025 м) расположен в 0,5 км к юго-западу от промплощадки ЛСК «Радон». Так как опробованные отложения ломо Раздел написан совместно с Л.Н. Синдаловским.

носовских песков имеют морское происхождение, можно ожидать, что по своей структуре и свойствам породы в пределах опытного участка подобны отложениям, слагающим радиоактивно загрязненный участок.

Для изучения пространственной изменчивости свойств ломоносовских песков было пробурено 37 мелких (глубиной до 1 м) скважин, расположенных в плане по регулярной сетке (рис. 4.13): каждая скважина находится от соседней на расстоянии 5 м.

Скважина и ее номер Интервал опробования Рис. 4.13. Схема опробования песчаного (Є1lm) горизонта.

Из каждой скважины было отобрано по две пробы грунта весом около 300 г с глу бин 0,5 и 1,0 м, так что в последующих лабораторных экспериментах было изучено пробы.

Pages:     | 1 || 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.