Пример оценки радиационного воздействия на подземные воды после запроектной аварии на пункте окончательной изоляции радиоактивных отходов с использованием программы АНСДИМАТ
Для создания пунктов окончательной изоляции радиоактивных отходов в геологических формациях, как правило, рассматриваются слабопроницаемые среды. В качестве таковых могут выступать глинистые породы, скальные массивы и соляные толщи.
При проектировании пунктов изоляции радиоактивных отходов применяются очень строгие требования к их безопасности. В частности, радиоактивные отходы должны быть герметично изолированы от окружающей среды многослойной системой инженерных барьеров, а сам геологический массив, вмещающий отходы, должен обладать водонепроницаемыми свойствами. Поэтому при штатной (проектной) эксплуатации сооружения радиоактивное загрязнение не должно оказывать сколько-нибудь значимую радиационную нагрузку на население.
Однако, с учетом высокой потенциальной опасности рассматриваемых объектов, в мировой практике принято оценивать не только проектный режим эксплуатации объекта (сценарий, когда идет все по плану), но и последствия возможной аварийной (запроектной) ситуации.
Рассмотрим далее пример оценки радиационного воздействия на подземные воды при запроектной аварии. В качестве объекта исследований выберем пункт окончательной изоляции отходов (ПЗРО), который расположен в толще глин на глубине около 100 м (см. рисунок 1).
Рисунок 1 – Схема запроектного сценария эксплуатации пункта окончательной изоляции радиоактивных отходов
На рисунке хорошо видно, что в кровле и в основании глинистой толщи расположены водоносные горизонты. Было доказано, что при нормальной эксплуатации радиоактивное загрязнение не сможет достигнуть водоносных горизонтов. В качестве запроектного (аварийного) сценария рассматривается событие (подземный взрыв, или землетрясение), которое приведет к нарушению сплошности упаковок с радиоактивными отходами и самого глинистого слоя. При таком стечении обстоятельств, с учетом распределения напоров в водоносных горизонтах, можно предположить, что вода из верхнего горизонта по трещинам начнет вымывать радиоактивные отходы в нижний горизонт (см. рисунок 1). Необходимо оценить, как быстро и на какое расстояние радиоактивное загрязнение сможет распространяться по нижнему водоносному горизонту.
Для оценки радиационного воздействия на подземные воды была использована программа АНСДИМАТ (меню: Масосперенос – Миграция в 2D моделях). Задача решалась в двухмерной постановке. Задавался естественный поток подземных вод в пласте мощностью 20 м. На левой границе в кровле пласта задавался постоянный источник, который ассоциировался с поступлением загрязненных вод через трещину в водоупорном слое. Схематизация и базовое аналитическое уравнение приведены на рисунке 2. Как видно из уравнения, в решении учитываются следующие процессы: конвективно-дисперсионный перенос, диффузия, сорбция и радиоактивный распад.
Рисунок 2 – Расчетная схема и базовое аналитическое решение
Расчетные параметры приведены в таблице 1. Они были обоснованы по результатам полевых и лабораторных исследований. Характеристика источника приведена в таблице 2. Источник состоит из коктейля радионуклидов, представленных тритием, Sr-90, Cs-137. Их миграция рассчитывалась отдельно друг от друга. Каждый из трех радионуклидов характеризуется своим периодом полураспада и сорбционной способностью.
Таблица 1 – Расчетные параметры
Таблица 2 – Характеристика радионуклидного источника
На рисунке 3 приведен интерфейс геомиграционного модуля программы АНСДИМАТ. После задания всех необходимых параметров программа позволяет строить графики распределения фронта концентраций в водоносном горизонте на различные моменты времени. Пример распределения концентрации трития в пласте на различные моменты времени приведен на рисунке 4.
Рисунок 3 – Интерфейс миграционного блока в программе АНСДИМАТ
Рисунок 4 – Распределение трития в водоносном пласте после утечки радиоактивных отходов
Остановимся подробнее на том, что поведение радионуклидов в подземных водах отличается друг от друга. Скорость миграции радионуклида контролируется его сорбционными свойствами: чем больше сорбция (Kd), тем медленнее радионуклид мигрирует в пласте. В свою очередь, максимальная длина миграции радионуклида в водоносном пласте контролируется его периодом полураспада. Так, в какой-то момент времени, в зависимости от скорости распада, в водоносном горизонте устанавливается стационарный фронт концентрации, т.е. радионуклид не может мигрировать дальше определенного расстояния, поскольку за это время он успеет полностью распасться.
На рисунке 5 приведены стационарные распределения объёмных активностей радионуклидов в водоносном пласте.
Рисунок 5 – Расчетные максимальные длины путей миграции радионуклидов
Хорошо видно, что дальше всего способен мигрировать тритий – его ореол может распространяться на расстояние до 700 м от источника. Радиостронций не сможет мигрировать далее, чем на 100 м от источника, а изотоп цезия будет локализован в первых 20 м.
Таким образом, результаты расчетов позволили оконтурить возможную зону радионуклидного воздействия при запроектных сценариях эксплуатации подземного пункта изоляции радиоактивных отходов. Было доказано, что зона влияния от объекта не будет распространяться далее, чем на 700 м.
Также отметим, что программа АНСДИМАТ формирует автоматический отчет по результатам расчетов. В отчете представлены все исходные данные и параметры, аналитическое уравнение по которому проводился расчет, результаты расчета в табличном и графическом виде, а также список использованной литературы. Пример автоматического отчета доступен по ссылке…
Настоящий пример подготовлен с помощью модуля геомиграционных прогнозов (модуль A-Conc). Подробнее узнать о модуле геомиграционных расчетов вы можете на следующей странице.