Atomic-Energy.ru

Моделирование миграции загрязнения в грунтовых водах

31 мая 2013
Рис. 1. Схематический гидрогеологический разрез долины реки Вятки в районе города Кирово-Чепецка: 1- песчаники; 2- известняки; 3- глины; 4-глинистые пески; 5- средние и крупные пески; 6- уровень грунтовых вод

Для получения достоверной количественной характеристики распространения загрязнения в грунтовых водах от радиационно опасных объектов Кирово-Чепецкого отделения ФГУП «РосРАО» и для оценки эффективности реабилитационных мероприятий выполнено геофильтрационное и геомиграционное моделирование участка долины реки Вятки в районе города Кирово-Чепецка.

Хранилища РАО, расположенные на территории Кирово-Чепецкого отделения ФГУП «РосРАО», являются объектами мониторинга состояния недр, методическое обеспечение которого осуществляется с участием ФГУГП «Гидроспецгеология».

Потенциальными источниками радиационного загрязнения грунтовых и поверхностных вод участка исследований являются секция №3 многосекционного шламонакопителя и хранилище РАО №205 (загрязняющие компоненты – 90Sr и 238U). Проектируемые реабилитационные мероприятия предполагают перекрытие хранилищ гидроизоляционным материалом, в результате чего инфильтрация атмосферных осадков должна снизиться на 90%, что существенно ограничит поступление радионуклидов в грунтовые воды.

В 2009 – 2010 годах ФГУГП «Гидроспецгеология» в районе расположения указанных хранилищ РАО были проведены гидрогеологические исследования (бурение скважин, опытно-фильтрационные и опытно-миграционные работы и наблюдения, радиохимическая съемка), создана сеть гидрогеологического мониторинга, а также геофильтрационные и геомиграционные модели (с использованием пакета программ PMWIN-8 ).

Разработка геофильтрационной модели

Основой для построения геофильтрационной модели являлись гидрогеологическая карта масштаба 1:50 000, а также материалы изысканий, выполненных ФГУГП «Гидроспецгеология» в 2001-2010 годах.

Грунтовые воды на территории хранилищ РАО приурочены к аллювиальным отложениям поймы и надпойменных террас реки Вятки. Гидрогеологический разрез водоносного горизонта аллювиальных отложений долины реки характеризуется двухслойным строением. Верхний слой общей мощностью 4-7 м представлен преимущественно мелкими, местами глинистыми песками с прослоями суглинков, нижний, мощностью 3-5 м – средними и крупными песками с включением гравия. Водоупором для грунтового водоносного горизонта являются глины и песчаники пермского возраста (рис. 1).

Режим уровней грунтовых вод обусловлен колебаниями уровней поверхностных водоемов и водотоков (реки Вятки, ее притоков и старичных озер), а также сезонными изменениями инфильтрационного питания. По имеющимся данным, сезонная амплитуда колебаний уровня грунтовых вод в пределах поймы реки Вятки составляет 3,5-4 м. На первой надпойменной террасе амплитуды колебаний уровней грунтовых вод снижаются до 0,5-2,5 м.

Поскольку геомиграционное поле формируется значительно медленнее, чем гидрогеодинамическое, и определяется среднемноголетними скоростями фильтрации и градиентами напора грунтовых вод, при моделировании учитывался стационарный режим геофильтрационного потока. При этом было сделано допущение, что среднемноголетние уровни и градиенты уровней грунтовых вод соответствуют их значениям, осредненным за период режимных наблюдений (2006-2010 годы). Геофильтрационный поток рассматривался как двухмерный в плане.

На основе имеющихся данных была разработана геофильтрационная модель грунтового потока территории с шагом сетки 50×50м. Для калибровки модели использовались осредненные значения уровней в 175 режимных и разведочных скважинах. В процессе калибровки осуществлялся целенаправленный подбор следующих геофильтрационных параметров:

  • площадного инфильтрационного питания;
  • испарения со свободной поверхности грунтовых вод и транспирации грунтовых вод;
  • фильтрационного сопротивления естественных и техногенных водоемов и водотоков;
  • фильтрационных потерь из хранилищ РАО (техногенного питания грунтовых вод).

По результатам калибровки стандартное отклонение модельных уровней грунтовых вод от натурных составило 0, 5 м, что не превышает амплитуду сезонных колебаний уровней грунтовых вод в районе расположения хранилищ отходов. При максимальном перепаде уровней грунтовых вод, замеренных в пределах области моделирования, – около 15 м – относительная ошибка калибровки составляет около 3%. Таким образом, результаты калибровки можно считать удовлетворительными.

Гидродинамическая схема водоносного горизонта аллювиальных отложений поймы реки Вятки, полученная по результатам моделирования, представлена на рисунке 2. На схеме выделяется участок техногенного питания грунтовых вод в районе секций №1 и №6 шламонакопителя. В пойме реки Елховки, в районе карьера завода минеральных удобрений, а также вблизи пойменных озер выделяются локальные участки разгрузки грунтовых вод.

Рис. 2. Гидродинамическая схема водоносного горизонта аллювиальных отложений поймы реки Вятки

Результаты моделирования свидетельствуют, что основным источником питания грунтового потока на данной территории является инфильтрация атмосферных осадков, составляющая 7 тыс. м3/сут. Техногенное питание грунтовых вод, то есть поступление воды из многосекционного шламонакопителя, оценивается величиной 1,3 тыс. м3/сут, при этом на секции №1 и №6 приходится 0,7 и 0,3 тыс. м3/сут соответственно. Фильтрационные потери из русла реки Елховки в верхнем течении составляют 0,1 тыс. м3/сут.

Испарение со свободной поверхности и транспирация грунтовых вод в сумме оцениваются величиной 3,2 тыс. м3/сут. Разгрузка грунтовых вод в водоемы и водотоки в пойме реки Вятки, а также непосредственно в реку оставляет в общей сложности 5,2 тыс. м3/сут.

Разработка модели миграции 90Sr и 238U

Как отмечено выше, гидрогеологический разрез водоносного горизонта аллювиальных отложений долины реки Вятки характеризуется двухслойным строением. Коэффициенты фильтрации верхнего (слабо проницаемого) и нижнего (хорошо проницаемого) слоев водоносного горизонта аллювиальных отложений охарактеризованы данными опытных откачек и экспресс-наливов, соотношение – 1:10. Ясно, что миграция загрязнения в грунтовом потоке будет происходить преимущественно по нижнему, хорошо проницаемому слою.

Активная пористость верхнего и нижнего слоев, оцененная по данным геомиграционных наблюдений и опробований, составила 0,2.
Для получения детальной характеристики миграционного потока в плане и в разрезе верхний и нижний слои разбивались по вертикали на три расчетных модельных слоя каждый. Таким образом, в геомиграционной модели было шесть расчетных слоев, и геомиграционный поток моделировался как трехмерный.

На основе разработанной геофильтрационной модели для участка секции №3  шламонакопителя и хранилища РАО №205 была создана шестислойная геомиграционная модель-врезка с размерами ячейки 12,5×12,5 м (рис. 2).

При моделировании геомиграции радионуклидов учитывался адвективный массоперенос, сорбция (на основе линейной изотермы) и деструкция контаминантов вследствие радиоактивного распада. Моделирование геомиграции осуществлялось с использованием алгоритма TVD4, обеспечивающего минимальную численную дисперсию фронта контаминанта при высокой скорости счета.
Калибровка геомиграционной модели осуществлялась на основе данных радиологической съемки, выполненной ФГУГП «Гидроспецгеология» в 2010 году. Съемка включала опробование грунтовых вод и грунтов.

В процессе калибровки изменялся коэффициент межфазового распределения при сорбции  , при этом ставилась задача добиться наилучшего согласования натурных и модельных значений удельной активности 90Sr и 238U в грунтовых водах в районе секции №3 шламонакопителя. Калибровочные расчеты показали, что удовлетворительное согласование результатов моделирования распределения активностей 90Sr и 238U с натурными данными наблюдается при коэффициентах межфазового распределения 0,00044 м3/кг для 90Sr и 0,00073 м3/кг для 238U.

Следует заметить, что   для 90Sr и 238U, полученные в результате калибровки геомиграционной модели, существенно ниже, чем оцененные по данным радиологического опробования грунтовых вод и водовмещающих грунтов. Данное обстоятельство может объясняться, в частности, проявлением кинетики сорбции в реальных гидрогеохимических условиях, приводящей к изменению   со временем.

В результате калибровки геомиграционной модели были получены ореолы загрязнения грунтовых вод радионуклидами, подтвержденные данными радиохимической съемки. Моделирование показало, что в районе секции №3 шламонакопителя ореолы загрязнения 90Sr и 238U в настоящее время распространены на расстояние, не превышающее 150-200 метров от дамбы. В районе хранилища отходов №205 ореол загрязнения 238U локализован в пределах контура сооружения.

На основе разработанной геомиграционной модели-врезки был выполнен многолетний прогноз распространения 90Sr и 238U в грунтовом потоке при условии проведения реабилитационных мероприятий и в случае отказа от них.

Принимая во внимание трехмерный характер ореолов загрязнения, проявляющийся наиболее ярко в непосредственной близости от хранилищ, результаты прогнозного моделирования представлены  в виде средневзвешенного по разрезу распределения  удельных активностей. 

Если не проводить реабилитационные мероприятия, через 150 лет ореол загрязнения 90Sr достигнет северной оконечности карьера завода минеральных удобрений (рис. 3). Расчеты показывают, что ореол загрязнения в дальнейшем стабилизируется в этих границах, поскольку несущий его геофильтрационный поток разгружается в реку Елховку, в карьер завода минеральных удобрений, а также испаряется с поверхности грунтовых вод. За пределами хранилищ прогнозная активность 90Sr не превысит уровня вмешательства (4,9 Бк/л). В дальнейшем, вследствие радиоактивного распада, произойдет снижение активности 90Sr до значений, соответствующим нормативным требованиям.

Рис. 3. Прогнозное распределение удельной активности 90Sr в грунтовых водах в 2160 году (без проведения реабилитационных мероприятий)

Ореол 238U аналогичен по структуре ореолу 90Sr (рис. 4), за 150 лет он также достигнет северной оконечности карьера завода минеральных удобрений. Однако, в отличие от 90Sr, активность 238U в пределах ореола близка к активности в источнике загрязнения, что объясняется очень большим периодом полураспада данного радионуклида (4,49*109 лет).

Рис. 4. Прогнозное распределение удельной активности 238U в грунтовых водах в 2160 году (без проведения реабилитационных мероприятий)

В случае проведения реабилитационных мероприятий ореол 90Sr за 150 лет практически полностью деградирует, при этом максимальная остаточная удельная активность не превысит уровня вмешательства (рис.5). Удельная активность 238U, превышающая уровень вмешательства (3 Бк/л) прогнозируется только на расстоянии не более 100 м от секции №3 шламонакопителя вследствие разбавления загрязнения грунтовым потоком (рис. 6).

Рис. 5. Прогнозное распределение удельной активности 90Sr в грунтовых водах в 2160 году (при проведении реабилитационных мероприятий)
Рис. 6. Прогнозное распределение удельной активности 238U в грунтовых водах в 2160 году (при проведении реабилитационных мероприятий)

***

Таким образом, по результатам исследований и моделирования можно сделать следующие выводы.

В настоящее время ореолы загрязнения грунтовых вод 90Sr и 238U в районе секции №3 шламонакопителя распространены на расстояние, не превышающее 150-200 метров от дамбы, в районе хранилища №205 – локализованы в пределах контура сооружения.

При сохранении существующих природно-техногенных условий в районе хранилищ РАО продолжится формирование ореолов загрязнения грунтовых вод 90Sr и 238U, которые со временем будут разгружаться в карьер завода минеральных удобрений и реку Елховку. Ореол загрязнения 90Sr в течение нескольких десятков лет деградирует вследствие радиоактивного распада и активность данного радионуклида не превысит уровень вмешательства. Ореол загрязнения грунтовых вод 238U через несколько десятков лет стабилизируется и будет сохраняться длительное время (тысячи лет) вследствие большого периода полураспада данного радионуклида.

Перекрытие хранилищ гидроизоляционными материалами позволит полностью ликвидировать загрязнение грунтовых вод 90Sr. Ореол загрязнения 238U будет локализован на расстоянии не более 100 м от дамбы секции №3 шламонакопителя вследствие разбавления грунтовым потоком.

Мониторинг состояния недр на участке хранилищ РАО должен поводиться и после проведения реабилитационных мероприятий и опираться на результаты численного геофильтрационного и геомиграционного моделирования, которые, в свою очередь, требуют корректировки по мере получения новой информации о состоянии объекта.

Авторы: