Методология оценки безопасности хранилища. Частные модели, представление системы хранилища и характеристика параметров модели. Сравнение результатов оценки с целями обеспечения безопасности.
Оценка безопасности подземного захоронения радиоактивных отходов выполняется в рамках оценок воздействий отходов, размещаемых в подземном пространстве, на всех стадиях исследовательских, изыскательских, проектных работ, при строительстве, эксплуатации и консервации объектов.
Стадийность оценок безопасности захоронения РАО отражает принцип увеличения обоснованности показателей надежности и безопасности или выявления неизвестных ранее осложнений на каждом из этапов подготовки решений о создании подземных хранилищ. При этом улучшается качественная сторона процесса доказательства надежности проектных решений и подтверждения их справедливости на каждом этапе по мере накопления и уточнения исходных данных.
Как мы уже знаем, целью системы захоронения радиоактивных отходов является защита человека и окружающей среды от вредного воздействия отходов в течение периода времени их радиологической опасности.
В настоящее время основные положения методологии оценок безопасности можно считать достаточно полно разработанными. В основу таких оценок положены анализы сценариев и их последствий с использованием различных методов моделирования и анализа, которые включают в себя методы вероятностного анализа; методы детерминистического анализа; анализ чувствительности и неопределенностей и др.
В общем случае можно выделить две основные стадии оценки безопасности: оценка безопасности на период эксплуатации (заполнения отходами) подземного хранилища РАО и оценка безопасности после заполнения и герметизации подземного хранилища.
Оценка безопасности на период заполнения подземных сооружений отходами.
При оценках безопасности на период эксплуатации подземного хранилища необходимо рассматривать довольно широкий набор ситуаций, связанных с транспортировкой отходов к местам их размещения, с созданием и оборудованием подземного комплекса хранилища, его герметизацией, а также с последующей ликвидацией поверхностных сооружений.
Задачами такой оценки являются:
- оценка экологических и социально-экономических последствий, которые могут проявиться во время работы;
- выявление возможностей уменьшения вредных воздействий и получения максимальных выгод (прямых и косвенных) от изоляции отходов;
- оценка потенциального вреда для производственного персонала и населения;
- разработка нормативно-регулирующей документации, связанной с эксплуатацией хранилища.
Оценка безопасности на этой стадии включает в себя:
- анализ потребности в ресурсах, капитальных и эксплуатационных затратах;
- анализ радиологического или химического воздействия на персонал и население при различных режимах работы хранилища;
- анализ социально-экономических эффектов;
- анализ последствий при возникновении аварийных ситуаций.
Для выявления оптимальных условий изоляции отходов необходимо рассмотреть несколько альтернативных вариантов его местоположения, типа конструкций и т.п.
Профессиональный риск при сооружении подземного хранилища любого типа и его поверхностных сооружений аналогичен риску при создании промышленных объектов. Радиологический и обычный риск производственного персонала в период эксплуатации подземного хранилища РАО может быть сравним и даже ниже аналогичного риска в других отраслях промышленности с высокими стандартами безопасности.
Оценки безопасности в период после консервации хранилища РАО.
Оценка безопасности в период после заполнения и герметизации хранилища является наиболее специфичной в проблем подземной изоляции радиоактивных отходов.
В этой оценке рассматриваются долговременные процессы, которые могут оказать влияние на радиологические воздействия на человека и окружающего природную среду. В отличие от эксплуатационного периода, рассматриваемый период характеризуется неопределенностями, связанными с долговременной эволюцией механических структур и гидрологии геологической формации, а также временем, в течение которого могут происходить значительные изменения. Однако, наиболее значимой является возможность предвидеть или смоделировать последствия таких изменений на вероятные процессы рассеяния радиоактивных веществ в окружающей среде. Наиболее значительная часть неопределенностей относится к медленным изменениям (например, понижение или повышение уровня грунтовых вод) и к событиям с низкой частотой повторения (например, ледниковый период), хотя потенциальные последствия рассматриваемых изменений в значительной мере могут быть смягчены, благодаря внутренне присущим свойствам среды захоронения, которые склонны к замедлению процесса рассеяния радиоактивных веществ, например, посредством абсорбции, химического осаждения и других физико-химических свойств геологической среды.
Поэтому оценки долговременной безопасности должны выполняться на основе системного анализа возможных ситуаций с учетом вариационных показателей системы и ее отдельных элементов. В таких оценках используется информация, полученная в результате полевых и лабораторных опытов, теоретических разработок, модельных исследований, экспертных оценок и др., которая используется для разработки системных моделей. Оценки безопасности выполняются на основе компьютерных программ, с использованием частных моделей, отражающих компоненты системы захоронения РАО.
Перечень основных моделей и их роль в оценках безопасности приведен на рис. 1.
Исходные данные, используемые в этих моделях, должны характеризовать возможное состояние системы, т.е. описывать ситуацию (сценарий). Распространение (миграция) радионуклидов из хранилища в окружающую среду определяется и анализируется для каждого сценария, после чего рассчитываются последствия переноса радионуклидов.
В результате исследований, проведенных в нашей стране и за рубежом, накоплен значительный потенциал, позволяющий математически сформулировать модели сред и протекающих в них процессов. Однако их практическая реализация наталкивается в основном на отсутствие представительных исходных данных, дающих основание для определения параметрических процессов и наполнения абстрактных математических моделей конкретными исходными параметрами.
Модель хранилища (могильника). По существу, эта модель представляет собой модель ближнего поля системы захоронения РАО. Основным итогом реализации такой модели должны быть расчетные данные по скорости выщелачивания радионуклидов из матрицы, скорость разрушения контейнеров и других упаковочных средств и оценка последующей миграции загрязненных веществ через буферные материалы, закладку и вмещающие породы в ближнем поле хранилища.
Источником радионуклидов служит матрица отходов. Количество и состав загрязнителей устанавливается при проектировании и в дальнейшем уточняется на основании опытно-промышленных экспериментов. Количество каждого выщелачиваемого загрязнителя (радионуклида) будет зависеть от времени нахождения отходов в хранилище после его герметизации.
Компонентами хранилища являются матрица отходов, а также упаковочные средства, которые могут быть окружены буферными или закладочными материалами. Для герметизации отходов, например в скважинах, устанавливаются герметизирующие пробки, содержащие, например, глинистые материалы.
Предполагается, что после разрушения упаковочных материалов матрица отходов, содержащая радионуклиды, будет способна растворяться. Растворенные загрязнители будут мигрировать через буферный материал путем конвекции и диффузии. В первом случае миграция растворенных загрязнителей в буферных материалах означает их движение с подземными водами. Диффузия означает движение растворенных загрязнителей в область низких концентраций и характеризуется коэффициентом молекулярной диффузии ионов в воде.
Перенос загрязнителей через буферный материал описывается системой линейных дифференциальных уравнений в частных производных с постоянными коэффициентами. Эти уравнения описывают скорость изменения концентрации каждого члена из многочисленной цепи радионуклидов, содержащихся в отходах, и продуктов их радиоактивного распада.
Поток загрязнителей через границу между буферным материалом и вмещающей породой принимается пропорциональным концентрации загрязнителей на границе, т.е. коэффициенту массопереноса. Эти коэффициенты рассчитываются для вертикального и горизонтального потоков подземных вод вблизи хранилища, величины которых используются для определения представительного значения коэффициента массопереноса для каждого сценария.
Для решения поставленных задач необходимо знание следующих данных:
- проектные данные хранилища (площадь, количество выработок, размеры рабочей зоны, параметры изолирующих систем, мощность буферных материалов);
- величина гидравлического градиента;
- параметры проницаемости пород и буферных материалов с учетом характеристик изменчивости свойств;
- величина пористости среды;
- скорость коррозии упаковок;
- скорость выщелачивания матричных материалов;
- коэффициенты молекулярной диффузии;
- показатель извилистости трассы движения радионуклидов в буферном материале;
- плотность буферного материала;
- коэффициенты распределения при сорбции;
- размеры зоны массопереноса.
На основании этих данных разрабатываются частные модели хранилища, его отдельных компонентов и процессов.
Модель вмещающей геологической среды (геосферы). Модель вмещающего породного массива используется для изучения процессов переноса радионуклидов из зоны их размещения (захоронения) во вмещающие породы и окружающую среду. Таким образом, эта модель представляет собой модель дальнего поля системы захоронения отходов. При составлении модели принимается во внимание следующие факторы.
Скорости распространения загрязнителей с подземными водами во вмещающих породах определяются с учетом параметров и показателей, характеризующих их свойства и качество. Распространение загрязнителей может осуществляться за счет конвекции и диффузии. Конвективный перенос определяется градиентом скоростей подземных вод. Можно предполагать, что перенос загрязнителей через вмещающие породы будет находиться в ней в сорбционном равновесии. Эффекты адсорбции, десорбции и ионообмена определяются коэффициентом задержки (замедления), который представляет собой отношение средней скорости потока подземных вод к средней скорости распространения загрязнителей. Коэффициент задержки можно принимать постоянным по всему пути потока подземных вод. При получении более точных данных могут быть рассмотрены иные механизмы взаимодействия замедлителей с породами.
Распространение загрязнителей через вмещающие породы описываются системой дифференциальных уравнений в частных производных с постоянными коэффициентами. Эти уравнения описывают баланс каждого члена цепи радиоактивного ряда. Модель геосферы (массива дальнего поля) описывается системой параметров и характеристик, опирающихся на структуру рассматриваемого геологического участка, на основании которых определяются:
- протяженность пути распространения загрязнителей в каждом слое;
- скорость движения подземных вод в каждом слое;
- время перемещения подземных вод по каждому слою и суммарное время движения вод в толще пород, рассматриваемой в модели;
- коэффициент задержки радионуклидов;
- коэффициент гидродинамической дисперсии;
- потенциальные пути проникновения подземных вод, загрязненных радионуклидами, в окружающую человека природную среду.
Расчеты, выполняемые с помощью модели геосферы, должны учитывать вероятностный характер исходных данных.
Модель окружающей человека природной среды (биосферы). Окончательным итогом анализа воздействия создаваемого подземного хранилища РАО на человека и окружающую его природную среду являются оценки доз облучения от радиоактивных веществ, которые могут быть получены человеком при поступлении радионуклидов из грунта (почвы), воды или воздуха.
Концентрации загрязнителей, получаемые в результате расчетов, используются для прогнозирования годовых эффективных доз для отдельных лиц или группы населения. Представительная группа населения состоит из людей, которые всю свою жизнь проживают в районе, подвергающемуся воздействию хранилища. Предполагается, что загрязнители смогут достигнуть поверхности, а население будет употреблять местную пищу и пользоваться водой из местных источников и водоемов.
Модель окружающей среды включает в себя несколько блоков:
- ненасыщенная почва, состоящая из твердого грунтового материала, включающего в себя поровую воду;
- водоемы и их насыщенные осадки;
- искусственные водозаборы в коренных породах;
- воздух.
Делается предположение, что весь объем загрязнителя (Ф) поступает в биосферу из геосферы и часть его (КФ) накапливается в грунте. Остальное количество (1-КФ) поступает в водоемы. При этом необходимо определить, какая часть подземных вод поступает в естественный водоем (n) и в техногенные (искусственные) водозаборы (см. рис.2).
Поступившие в грунт загрязнители будут усваиваться корнями растений, которые служат пищей для животных. Из грунта загрязнители могут смываться атмосферными осадками.
Радионуклиды, поступившие в водоемы, загрязняют воду, которая может употребляться человеком непосредственно для питья, использоваться для приготовления пищи и для полива выращиваемых растений. Загрязненные водоемы также могут служить источником питьевой воды для животных. Удаление загрязнителей из водоема может происходить только за счет истекающего из него потока воды.
Из геосферы загрязнители могут также поступать в искусственные водозаборы (скважины), которые также могут служить для удовлетворения потребностей человека и животных в питьевой воде.
Доза радиации может быть получена человеком при употреблении растительной и животной пищи, питьевой воды, пищи из растений и рыб, добываемых из водоемов, а также при вдыхании загрязненного воздуха.
Доза облучения также может быть получена человеком при внешнем облучении от указанных выше источников.
В обобщенном виде пути поступления радионуклидов в организм человека через объекты окружающей среды приведены на рис. 3.
В качестве примера кратко рассмотрим методологию и основные результаты предварительной оценки безопасности подземного могильника РАО на Кольском полуострове, концептуальный проект которого был разработан специалистами Горного института КНЦ РАН совместно с российскими и западноевропейскими партнерами в рамках международной программы TACIS.
Предварительная оценка безопасности подземного могильника РАО
на Кольском полуострове.
Концептуальный проект подземного могильника РАО на Кольском полуострове рассматривался нами на одной из предыдущих лекций, посвященной техническим решениям и конструкциям подземных сооружений для изоляции радиоактивных отходов.
Долговременная безопасность подземного могильника РАО исследовалась для семи площадок северо-запада России. Для шести из них проведены подробные расчеты переноса, в рамках которых выполнена также оценка мощности дозы, получаемой человеком в долговременной перспективе. Для площадки в многолетнемерзлых породах на Новой Земле, была выполнена только оценка долговременной стабильности многолетнемерзлых пород, поскольку площадка неприемлема в случае нестабильности мерзлоты.
В детальных оценках безопасности рассматривались следующие площадки: Кийявр, Дальние Зеленцы, Пояконда-Нигрозеро и Кузрека на Кольском полуострове; Большая Торожма и Шапочка в Архангельской области. Наиболее важными барьерами, рассматривавшимися в анализе безопасности, были:
· твердая форма отходов, способная удерживать и ограничивать высвобождение радионуклидов;
· инженерные барьеры (цементная закладка, бентонитовые стены), которые:
- обеспечивают изоляцию упаковок отходов от вмещающих пород;
- ограничивают поток подземных вод до значений, при которых обеспечивается перенос веществ через них только за счет диффузии;
- задерживают перенос радионуклидов, высвободившихся из упаковок отходов;
· геологическая среда, которая:
- изолирует отходы от биосферы и защищает их от внешних воздействий и процессов на или около поверхности;
- обеспечивает благоприятные и стабильные механические, химические и гидрогеологические условия для инженерных барьеров;
- ограничивает количество подземных вод, контактирующих с закладочным материалом и упаковками отходов;
- разбавляет и диспергирует потенциально высвобождающиеся из хранилища радионуклиды.
Оценка радиологического воздействия от хранилища отходов состоит из двух последовательных этапов:
· определение сценария и выбор, при котором проводится систематический анализ признаков, событий и процессов (FEP’s), способных повлиять на состояние системы хранилища;
· анализы последствий выбранных сценариев, при которых оцениваются соответствующие этим сценариям индивидуальные дозы.
Использованная процедура выбора сценариев идентична той, которая применяется, в частности, для идентификации сценария при рассмотрении предполагаемого хранилища в слое Boom-глины на площадке в Моле (Бельгия) и состоит из следующих этапов:
· составления каталога FEP’s (всего 130, включая природные явления, явления, относящиеся к деятельности человека, и эффекты хранилища и отходов);
· отбор FEP’s, как существенных, так и несущественных;
· разделение существенных FEP’s на две категории: сценарий нормальной эволюции и альтернативный сценарий;
· FEP’s биосферы: при разработке моделей биосферы рассматриваются только те события, явления и процессы, которые оказывают влияние на биосферу;
· классифицирование FEP’s, которые могут привести к измененной эволюции системы хранилища в зависимости от их воздействия на хранилище;
· выбор наиболее подходящих сценариев.
При выполнении оценок основное внимание было сконцентрировано на следующих сценариях:
· сценарий нормальной эволюции и
· альтернативные сценарии, которые включают:
- попадание радионуклидов в водозаборную скважину;
- выявление разлома вблизи хранилища, разрушение барьеров и некачественное запечатывание (герметизация) транспортных выработок и вскрывающего ствола;
- изменение климата;
- интрузию человека или исследование керна.
В сценарии нормальной эволюции в различных элементах хранилища рассматривается только диффузионный перенос. Это означает, что все барьеры функционируют нормально, отсутствуют разломы, способные привести к усиленному переносу в области ближнего поля, все заглушки функционируют нормально в продолжение, по крайней мере, десяти тысяч лет, а геохимические условия в ближнем поле остаются оптимальными для удержания радионуклидов.
Для альтернативных сценариев предполагалось повреждение некоторых барьеров и проанализированы последствия этого. Среди прочего, сюда относятся некачественная изоляция выработок для захоронения и транспортных выработок, а также разрушение барьеров с низкой проницаемостью. Последствием такого нарушения может стать более свободный контакт подземных вод с отходами, приводящий к ускоренному выщелачиванию отходов. Аналогичного эффекта можно ожидать при наличии разлома вблизи хранилища, когда вода, поступающая из разлома в хранилище, вызывает ускоренное выщелачивание. Эффекты подземных вод, протекающих в ближнем поле и вокруг него, исследовались численными методами на основе реалистичных значений скоростей подземных вод, полученных с помощью модели подземных вод.
Концептуальная модель физической системы, включающей хранилище и окружающие вмещающие породы вместе с вышезалегающими водоносными горизонтами, представлена на рис. 4. Кратко рассмотрим основные элементы этой модели.
Ближнее поле. В состав ближнего поля входят зона отходов, инженерные барьеры и зона вмещающей породы, нарушенной проходческими работами. Схематическое представление концептуальной модели ближнего поля для горизонтальной выработки, когда рассматривается только диффузионный перенос во вмещающей среде, дает рис. 5.
При численных расчетах миграции радионуклидов из контейнеров с отходами через инженерные барьеры, нарушенную зону и, наконец, во вмещающую породу, рассматриваются несколько физико-химических процессов:
 |
    |
· растворение кондиционированных отходов согласно простейшей модели растворения (т.е., с одной стороны, полное мгновенное растворение в случае неограниченной растворимости радионуклида и, с другой стороны, растворение, ограниченное пределом растворимости);
· диффузионный перенос в зоне отходов, окружающих инженерных барьерах и вмещающей породе с учетом сорбции на матрице отходов и твердой фазе барьеров;
· адвективно-диффузионный перенос (или адвективно-дисперсный, так как гидродинамическая дисперсия включает молекулярную диффузию и механическую дисперсию) в пространстве между выработкой для захоронения и транспортной выработкой в случае сценария плохого запечатывания и сценария невыявленного разлома (с учетом сорбции);
· радиоактивный распад и образование дочерних радионуклидов.
Численное моделирование процессов в ближнем поле выполнялось с помощью компьютерного кода PORFLOW, разработанного в Лаборатории аналитический и вычислительных исследований (ACRi, США) и предназначенного для моделирования течения многофазных потоков, процессов тепло- и массопереноса в пористых средах с различной степенью насыщения. При этом геологическая среда может быть анизотропной или гетерогенной и содержать характерные элементы включений (трещины, скважины). Данный код предназначен для решения одно-, двух- и трехмерных задач.
Результатами моделирования ближнего поля являются потоки и концентрации активности радионуклидов на границе раздела ближнего и дальнего поля. В качестве примера, на рис. 6 приведены рассчитанные потоки для сценария нормальной эволюции.
Можно отметить, что радионуклидами, мигрирующими через границу раздела ближнего и дальнего поля при значениях потоков, значительно превышающих 10-10 Бк/год, в сценарии нормальной эволюции являются I-129, Ni-59, Nb-94 и Se-79. Причем время, в течение которого наблюдается максимальное значение потока, варьируется для различных радионуклидов от 100 тыс. до 10 млн. лет. Все другие радионуклиды распадутся фактически полностью еще до того, как покинут ближнее поле. По сравнению со сценарием нормальной эволюции рассчитанные концентрации радионуклидов на границе раздела ближнего и дальнего поля в альтернативном сценарии значительно выше. Так, например, если в сценарии нормальной эволюции максимальная концентрация I-129 составила 8×105 Бк/м3, то в условиях альтернативного сценария она достигает значения 2×108 Бк/м3. Другим важным эффектом альтернативного сценария является то, что максимальная концентрация наблюдается намного раньше, т.е. уже через несколько тысяч лет после консервации хранилища.
Дальнее поле. Вмещающая порода и водоносные горизонты составляют дальнее поле. Концептуальные модели дальнего поля, а также необходимые для проведения вычислений параметры (коэффициенты гидравлической проводимости, коэффициенты водоупругости и пористости, дисперсии и диффузии), основаны на имеющихся данных по геологии и гидрогеологии площадок. Базовая концептуальная модель для дальнего поля описывает площадку, сложенную четвертичными осадочными породами, трещиноватыми выветренными скальными породами, перекрывающими более плотные скальные породы. Модели представляют насыщенный водой вмещающий массив и покрывающие пласты. Использованы следующие граничные условия – условия Дирихле (т.е. постоянные пьезометрические напоры) для рек и озер и граничные условия Неймана (т.е. нулевой поток) для водоразделов. Зона водоносного горизонта по вертикали разбивается на 4–5 слоев с целью более адекватного представления различных гидрогеологических блоков. Во всех случаях предполагается, что хранилище, имеющее максимальную высоту 65 м для силоса, находится под слоем плотных пород толщиной 50 м. Следовательно, для вмещающей породы были использованы 2 модельных слоя толщиной 50 м и 65 м, соответственно. Хранилище всегда находится в самом глубоком слое.
Общий вид поперечного сечения моделируемой области на примере площадки Дальние Зеленцы представлены на рис. 7. Данная площадка сложена из анатектит-гранитов, постепенно переходящих в мигматизированные тоналиты на глубине 150-400 м. Выше коренных гранитов имеются четвертичные ледниковые отложения, и площадка частично покрыта четвертичными отложениями.
 |
По вертикали модель разбита на четыре гидрогеологических блока, которые характеризуются различными коэффициентами гидравлической проводимости: от 10-4 м/с вблизи поверхности до 10-8 м/с на глубине более 100 м. Единственной границей постоянного напора для данной площадки является море, все другие границы модели – границы нулевого потока, отвечающие границам водораздела (реки, озера и т.п.).
Для расчета переноса грунтовых вод и загрязнений использовалась программа AQUA-3D, разработанная в 1998 г. исландской фирмой Vatnaskil Consulting Engineers. Указанный компьютерный код позволяет методом конечных элементов моделировать условия течения в гетерогенной и анизотропной среде, откачивающие и нагнетательные скважины, а также пространственные изменения фильтрации и инфильтрации.
Важными выходными параметрами модели дальнего поля являются факторы разбавления 
(отношение концентрации загрязнителей в контрольной точке и концентрации на границе раздела ближнего и дальнего поля), вычисляемые в условиях равновесия в контрольных точках (река, озеро и почва для сценария нормальной эволюции и дополнительно водозаборная скважина для альтернативного сценария). Такие факторы разбавления установлены для всех рассматриваемых потенциальных площадок. Для примера в табл. 1 приведены рассчитанные факторы разбавления в контрольных точках площадки Дальние Зеленцы.
Таблица 1
Факторы разбавления в контрольных точках площадки Дальние Зеленцы
| Контрольная точка | Фактор разбавления,
|
| Река | 1.0Е-07* |
| Озеро | 1.4Е-10 |
| Почва | 1.3Е-07 |
| Скважина | 3.1Е-06 |
* - 1.0E-07 ≡ 1.0·10-7
Биосфера. Биосферные расчеты выполнены с целью оценки радиологических последствий облучения критической группы людей посредством различных путей поступления радионуклидов в организм человека. Тремя основными путями поступления радионуклидов, рассматриваемыми здесь, являются:
* потребление загрязненной пищи или воды;
* вдыхание загрязненного воздуха;
* прямое излучение от загрязненной почвы, воды или отложений.
В этом анализе предполагается, что радионуклиды, вышедшие из ближнего поля и перенесенные через дальнее поле, достигают биосферы через скважину, реку или озеро, а также через почву (за счет движения вверх загрязненных подземных вод). Для каждого из этих биосферных рецепторов рассчитываются концентрации радионуклидов путем умножения концентрации каждого радионуклида на границе раздела ближнего и дальнего поля на факторы разбавления, полученные из расчетов дальнего поля. Полученные таким образом значения концентраций затем вводятся в биосферную модель вместе с соответствующими параметрами биосферы. Результатом расчетов является набор приведенных дозовых коэффициентов для каждого радионуклида и биосферного рецептора (скважина, почва и река). Затем рассчитываются мощности дозы для каждого радионуклида путем перемножения приведенного дозового коэффициента и концентрации радионуклида для каждого из трех рецепторов. Для выполнения вычислений в биосферной модели были подготовлены параметры наземных цепочек, поверхностных вод, дозовые коэффициенты, региональные почвенно-растительные параметры, параметры поверхностных вод, а также параметры потребления пищи человеком и животными.
Основным результатом биосферной модели, помимо индивидуальной мощности дозы, является определение дозовых коэффициентов. В качестве примера в табл. 2 приведены рассчитанные дозовые коэффициенты для основных радионуклидов и для трех путей поступления.
Таблица 2
Рассчитанные приведенные дозовые коэффициенты
для различных путей поступления радионуклидов
| Путь поступления радионуклидов | |||||||
| Нуклид | Скважина | Почва | Река, (Зв/год)/(Бк/год) | ||||
| (Зв/год)/ (Бк/м3) | (Зв/год)/ (Бк/м3) | Кийявр | Шапочка | Дальние Зеленцы | Пояконда-Нигрозеро | Кузрека | |
| C-14 | 4.15E-10 | 1.42E-09 | 1.28E-16* | 1.28E-16 | 4.27E-16 | 1.42E-15 | 1.42E-15 |
| Am-241 | 8.01E-08 | 1.05E-08 | 2.48E-16 | 2.42E-16 | 8.26E-16 | 2.67E-15 | 2.67E-15 |
| I-129 | 5.66E-08 | 4.63E-09 | 5.41E-16 | 5.41E-16 | 1.80E-15 | 6.01E-15 | 6.01E-15 |
| Nb-94 | 6.85E-10 | 4.39E-08 | 2.65E-17 | 5.08E-17 | 7.39E-17 | 1.90E-16 | 1.90E-16 |
| Ni-59 | 2.80E-11 | 1.86E-11 | 3.15E-19 | 3.41E-19 | 1.03E-18 | 3.37E-18 | 3.37E-18 |
| Pu-239 | 1.00E-07 | 2.94E-09 | 9.97E-17 | 8.31E-17 | 3.32E-16 | 1.00E-15 | 1.00E-15 |
| Se-79 | 6.29E-09 | 2.97E-06 | 3.18E-17 | 3.18E-17 | 1.06E-16 | 3.53E-16 | 3.53E-16 |
| Tc-99 | 2.47E-10 | 4.21E-11 | 6.96E-19 | 6.96E-19 | 2.32E-18 | 7.73E-18 | 7.73E-18 |
Обсуждение результатов. Результаты исследований показывают, что для сценария нормальной эволюции и альтернативного сценария наибольший вклад в суммарную дозу дают следующие радионуклиды: Ni-59, Se-79, Nb-94, I-129.
Эти результаты основаны на ряде консервативных предположений относительно процессов, инвентаризации отходов, параметров миграции, а также факторах разбавления для геосферы, которые были определены. Например, для радионуклидов, не имеющих ограничений по растворимости, предполагалось мгновенное и полное растворение. Однако, в действительности растворение радионуклидов является медленным процессом, зависящим от времени. Кроме того, не учитывалась адсорбция в геосферной модели. Несмотря на то, что адсорбция на вмещающей породе имеет малое воздействие для йода (который и сам имеет очень низкую сорбцию), это приведет к дополнительному снижению концентрации таких радионуклидов, как ниобий. Наконец были получены факторы разбавления для биосферы с учетом только зоны повышенной концентрации, то есть с наименьшим разбавлением, даже, несмотря на то, что она представлена лишь очень небольшой поверхностью. При выборе фиксированного участка (скажем, 1 км2), для которого рассчитывается взвешенный фактор разбавления, этот фактор может оказаться на один порядок меньше. Другими словами среднее значение разбавления в загрязненной области в целом намного выше, чем в точке максимальной концентрации.
В обобщенном виде рассчитанные значения суммарной мощности дозы при поступлении радионуклидов в организм человека через скважину и почву представлен в табл. 3.
Таблица 3
Суммарная мощность дозы (Зв/год)
для сценария нормальной эволюции (NES) и альтернативного сценария (AES)
| Площадка | Скважина | Почва | ||
| NES | AES | NES | AES | |
| Кийявр | 3.0E-07 | 3.6E-07 | 3.0E-08 | 3.2E-05 |
| Дальние Зеленцы | 1.0E-07 | 1.5E-08 | 5.0E-10 | 5.0E-07 |
| Пояконда-Нигрозеро | 1.0E-07 | 1.5E-08 | 4.0E-08 | 4.7E-05 |
| Кузрека | 3.0E-07 | 3.6E-07 | 2.0E-07 | 1.7E-04 |
| Большая Торожма | 4.0E-16 | * | 3.0E-17 | * |
| Шапочка | 2.0E-09 | 1.1E-08 | 3.0E-09 | 2.8E-06 |
* - не рассчитывалось, так как несущественно.
Для каждой траектории приводится два значения. Первое получено для сценария нормальной эволюции. Это наиболее оптимистичный случай, типичный для относительно короткого периода времени, скажем, от 1000 до 10000 лет (трудно гарантировать, что через 10000 лет инженерные барьеры все еще будут обладать предположенными свойствами, необходимыми для удержания радионуклидов).
Второе значение соответствует альтернативному сценарию, при котором подземные воды вступают в контакт с отходами, вызывая ускоренное высвобождение радионуклидов.
Рассчитанные значения мощности дозы для всех рассматренных радионуклидов намного ниже рекомендуемого МКРЗ предела мощности дозы 10-3 Зв/год. Полученные результаты позволили сделать вывод о безопасности всех площадок как для сценария нормальной эволюции, так и для альтернативного сценария.
Следует, однако, иметь в виду, что данный анализ представляет собой лишь предварительную оценку безопасности, в которой для получения недостающей информации пришлось сделать ряд предположений и в которой во многих случаях отсутствовали параметры, увязанные с конкретной площадкой или проектом.
Поэтому после окончательного выбора площадки следует провести новую оценку долговременной безопасности с использованием уточненных параметрических данных, относящихся к безопасности.
Литература.
1. Мельников Н.Н., Конухин В.П., Наумов В.А., Амосов П.В., Гусак С.А., Наумов А.В. Инновационные проекты подземных объектов долговременного хранения и захоронения ядерных и радиационно-опасных материалов в геологических формациях европейского Севера России. – Апатиты: Изд-во Кольского научного центра РАН, 2005.
2. Шищиц И.Ю. Использование подземного пространства для надежной изоляции радиоактивных и токсичных промышленных отходов. Часть III. – М.: МГГУ, 1996.
3. Radioactive waste management: An IAEA source book. – Vienna: IAEA, 1992.