Охрана подземных вод от радиоактивных загрязнений

Распространение радиоактивных веществ с водами, движущимися в неоднородных условиях

Неоднородность водных и сорбционных свойств водо­носных пород может обусловливать неравномерное пере­мещение загрязненных подземных вод в различных на­правлениях, изменчивость скорости движения этих вод и размазывания фронта распространения радиоактивных ве­ществ.

В одном водоносном слое ширина зоны размазывания фронта распространения радиоактивных веществ, не сор­бируемых горными породами, определяется соотношением величин максимальной, средней и минимальной действи­тельных скоростей движения загрязненных подземных вод.

Распространение радиоактивных веществ, сорбируемых горными породами, зависит еще и от неоднородности сорбционных свойств этих пород. Как было указано в гла­ве III, фильтрационная неоднородность некоторых свойств горных пород (различная величина пор, неодинаковый об­мен воды между порами, различная сорбционная способ­ность частиц, слагающих породу, и т. д.) учитывается величиной константы скорости сорбции р, определенной в фильтрационных колоннах или приборах. Однако, когда загрязненные подземные воды движутся в хорошо водо­проницаемых породах (пески, галечники и трещиноватые скальные), величины константы скорости сорбции р при поглощении породами стронция-90 имеют относительно большие значения, вследствие чего в подобных загрязнен­ных подземных потоках длина участка спада содержания в воде этого изотопа имеет небольшую величину по сравнению с длиной условного участка насыщения. Это дает возможность распространения стронция-90 в указанных по­токах рассчитывать только по длине условного участка насыщения, пренебрегая длиной участка спада. Но в при­родной обстановке неравномерность движения подземной воды и неоднородность водных и сорбционных свойств по­род выражена более резко, чем в образцах, исследуемых в лабораторных условиях, поэтому возникает необходи­мость оценки влияния указанной природной неоднород­ности условий движения загрязненных вод на распростра­нение в них стронция-90 или другого сорбируемого радио­изотопа. Некоторые соображения поэтому вопросу имеются в работе В. М. Шестакова (1961 и 1963). Предложенные им уравнения, по нашему мнению, могут быть исполь­зованы во всех общих случаях для каждого неоднородно­го водоносного слоя, например:

Для определения относительной длины зоны размазы­вания:

/__ hu

Ір \1+А шах \1+А шіп 7 = " " . , \ (lv-oj

'ср / пи

1 +А/ ср

Положения середины зоны размазывания:

(lv-4)

Положения границы максимального распространения ра­диоактивного вещества:

/та x = f-r5V) *> (IV-5)

\ 1 г « / шах где* b — длииа зоны размазывания;

1ср — средняя длина зоны размазывания.

При слоистом строении песчаных толщ средние, мини­мальные и максимальные величины должны быть опреде­лены для каждого слоя песка, а затем, учитывая мощность слоев, можно получить эти величины для всей толщи.

! В уравнениях (IV-3, IV-4 и IV-5) символы, принятые В. М. Ше- етаковым, заменены символами, используемыми в настоящей работе.

Таким образом, для количественной оценки влияния неоднородности водных и сорбционных свойств песков в их естественном залегании на распространение строн­ция-90 в загрязненных подземных водах, удовлетворяющей практическим целямч необходимо иметь большое количест­во данных определений величин распределительного отношения и фильтрационных свойств песков. В случае ка­жущейся беспорядочной неоднородности эти данные, полученные при проведении полевых и лабораторных гидро­геологических и физико-химических исследований, должны быть обработаны статистическими методами для получе­ния средних, минимальных и максимальных величин. В це­лях исключения случайных значений минимальные и максимальные величины указанных параметров следует принимать:

М ± 27,

Где: М — среднее значение, а а—среднее квадратичное отклонение. Тогда, согласно теории ошибок, в пределы принятых значений будет входить 95,5% всех полученных определений.

Исходя из рассчитанных средних, минимальных и мак­симальных величин по уравнениям (IV-3, IV-4 и IV-5), можно определить распространение стронция-90 в загряз­ненной воде природного подземного потока.

Для прогнозирования распространения стронция-90 в загрязненных водах, проникающих через глинистые поро­ды, как уже указывалось, нельзя пренебрегать длиной участка спада. Поэтому для оценки влияния природной неоднородности этих пород расчет движения стронция-90 в загрязненных водах должен производиться не только по уравнению (III-6), но и по уравнениям (III-18 или 111-19). При этом могут быть использованы данные лабо­раторных определений величин распределительного отно­шения h и константы скорости сорбции р, обработанные статистическими методами. Расчет распространения строн- ция-90 следует проводить ло двум вариантам: при средних и максимальных значениях указанных параметров. Одна­ко необходимо отметить, что если величины распредели­тельного отношения для рыхлых глинистых пород в их естественном залегании (с пересчетом им плотности), по - видимому, близки данным лабораторных определений, то значения константы скорости сорбции для этих пород в природной обстановке должны иметь меньшие величины
по сравнению с величинами, определенными в лаборатор­ных условиях. Последнее обусловлено тем, что глинистые породы в природной обстановке обычно имеют агрегатное строение и обмен воды между межагрегатными и межзер - новыми порами происходит очень медленно. В качестве примера ниже приводятся данные полевого опыта по опре­делению движения растворимого стронция-90 в почве и подстилающих породах на одном экспериментальном участке, находящемся на междуречной ровной сухой мест­ности лесной зоны. На этом участке было произведено равномерное загрязнение поверхности земли растворимым соединением стронция-90 с иттрием-90, находящимся в равновесии со стронцием-90.

Почвенный разрез участка следующий: от 0 до 20 см — горизонт Ai — глинистая среднеподзо­листая лесная почва с большим количеством гумуса и не - разложившихся корней растений, сухая;

От 20 до 40 см — горизонт А2 — суглинок желтый, сред­ний, с редкой галькой, слабо влажный;

От 40 до 80 см — горизонт В — суглинок темно-желтый плотный, структурный слабо влажный;

От 80 до 110 см — горизонт Сі—і суглинок темно-жел­тый, неструктурный, плотный, более влажный.

По трем образцам, взятым из шурфов, были произве­дены определения катионообменной емкости поглощения и коэффициента распределения стронция-90 между исследо­ванными образцами и пресной гидрокарбонатной водой в статических условиях. Результаты этих определений при­ведены в табл. 32.

Таблица 32

Емкость поглощения и коэффициенты распределения стронция-90 в образцах пород, вскрытых шурфами

Средняя сумма годовых осадков в указанной местности составляет 300—400 мм в год. Через один год и через 5 лет на этом участке были сделаны два шурфа, находя-

Щиеся в расстоянии 5 м друг от друга, со стенок которых на разной глубине были взяты образцы почвы и подсти­лающих пород для определения в них стронция-90 (табл. 33 и рис. 31).

Полученные в полевом опыте данные были использова­ны для ориентировочного определения величины константы скорости сорбции при поглощении стронция-90 из почвен­ных вод исследованными среднеподзолистыми лесными почвами в природных условиях.

Коэффициент распределения для слоя до глубины 40 см, определенный в статических условиях:

85,4 - f 90,5 д^, = 2 — % 88.

По литературным данным, природная средняя общая пористость данной почвы в горизонтах Ai и А2 принимает­ся р — 55, а средняя активная пористость (водоотдача) fi = 0,22 (А. А. Роде, 1952). При удельном весе почвы •уп = 2,7 ее объемный вес

Из этих данных по уравнению (ІП-8) распределитель­ное отношение равно:

Принималось, что из общего количества выпавших атмосферных осадков треть идет на инфильтрацию. Таким образом, средняя скорость инфильтрации (v инф) равна:

350

Vamp = ТО - 3 365~ " 0,032 СМ/СуТКНГ,

А средняя действительная скорость движения воды:

0,032

Иср --- ~~q22~ ^ 0,145 см/сутки.

Содержание стронция-90 на поверхности земли было принято равным единице.

Используя уравнение (III-6), определили, что расстоя­ние Xq,5, соответствующее относительной концентрации стронция-90 ф = 0,5, равно:

А) в шурфе № 1 (через 1 год после начала загрязнения):

0,0052-0,145 *о,5 = пг + 0,0052""360 = 0,28 см;

Б) в шурфе № 2 (через 5 лет после начала загрязнения):

0,0052-0,145 *0,5 = "І + 0Т0052 1800 = 1,4 см-

На кривой содержания стронция-90 через 1 год после загрязнения поверхности земли выбирается точка на глу­бине 20 см, в которой относительная концентрация <р = = 1,7 • Ю-4 (см. табл. 33, рис. 31).

По уравнению (111-14) для этой концентрации соответ­ствует параметр w = 2,68. Для случая через 5 лет после загрязнения берется точка, находящаяся на глубине 35 см с относительной концентрацией стронция-90 ф=1 • 10~3; ей соответствует параметр ш = 2,2.

Определенные выше величины позволили по уравнению (111-20) определить значения константы скорости сорбции р для обоих рассмотренных случаев:

А) по данным шурфа № 1 (через 1 год после загряз­нения) :

_ JJ2.68)2/ 0.0052 • (0,145)2 -365 ° — (1 0.0052)3-(20 — 0,28)2 " "" 0,003 сутки '

Б) по данным шурфа № 2 (через 5 лет после загряз­нения) :

4 (2,2)2-0,0052-(0,145)2-1825 ялл, Р = —(Г+ 0,0052р". (35 — 174)2 " = 0,0034 СУТКИ •

Полученные по данным двух шурфов значения констан­ты скорости сорбции мало отличаются друг от друга и находятся на уровне п • Ю-3, что примерно на два порядка ниже величин, определенных в лабораторных условиях для глинистых пород (см. табл. 20).

В настоящее время данные определения параметров сорбционной способности пород в их естественном залега­нии весьма ограничены, но это не исключает, что прогноз распространения радиоактивных веществ в загрязненных подземных водах не может быть сделан на основании лабо­раторных анализов.

Исходя из приведенного выше сопоставления величии, мы считаем возможным при расчетах распространения стронция-90 в загрязненных водах, проникающих через рыхлые глинистые породы в их естественном залегании, использование значений констант скорости сорбции, полу­ченных по данным лабораторных исследований, при усло­вии уменьшения их в 10—100 раз в зависимости от. сте­пени естественной неоднородности этих пород. Понимание общих гидрогеологических условий и местной природ­ной обстановки позволяет внести в лабораторные данные те или иные коррективы и с той или иной точностью опре­делить ожидаемое распространение радиоактивных ве­ществ в загрязненных подземных водах в каждом от­дельном случае. Вполне понятно, что такие определения являются сугубо ориентировочными, но и это является весьма необходимым при решении различных практических задач.