20 ноября 2014

Инженерно-экологические исследования загрязнения грунтовых вод радионуклидами бывшего шламонакопителя Кирово-Чепецкого химического комбината

Atomic-Energy.ru
Размещение радиационно опасных объектов КЧХК: 1 – корпус №93; 2 – шламовое хозяйство; 3 – корпус №2A; 4 – корпус №70; 5 – корпус №26; 6 – хранилище РАО №97; 7 – хранилище РАО №71-4, 256,7; 8 – хранилище РАО №251-5; 9 – хранилище РАО №75; 10 – наблюдательные скважины; 11 – шламопроводы №№5, 6; 12 – хранилище РАО № 2051,2; 13 – третья секция шламохранилища; 14 – корпус №96

Комплексные геологические исследования секции №3 бывшего шламонакопителя Кирово-Чепецкого химического комбината, в частности, толщи отходов РАО, а также подстилающих и прилегающих пород, позволили определить состав радионуклидов, их удельную активность и фильтрационные свойства.  

В период с 1949 года по 1991 год на Кирово-Чепецком химическом комбинате (КЧХК) проводились работы по переработке уранового сырья. Образовавшиеся в результате этого производства радиоактивные отходы, в основном, в виде шламов низкой и средней активности размещались в хранилищах приповерхностного типа. Общий объем накопленных РАО составил около 300 тыс. м3 суммарной активностью около 1,3*1014 Бк (3400 Ки), обусловленной α-активными радионуклидами, а также 137Cs и 90Sr. Полигон хранилищ РАО размещен в 2,5 км от реки Вятки на пойменной террасе. В непосредственной близости от полигона протекает река Елховка. Отмеченные неблагоприятные с экологических позиций условия расположения полигона создают потенциальную опасность для окружающей среды.

Инженерно-геологические исследования загрязнения­ территории КЧХК ведутся с 90-х годов прошлого века. Наибольший вклад в изучение радиоактивного загрязнения природной среды был сделан ОАО «ГСПИ», НИЦ «Курчатовский институт» совместно с ГУП МосНПО «Радон», а также ООО «Геосервис» (город Киров).

Одним из результатов проведенных исследований стало заключение о потенциальной опасности для окружающей среды хранилищ РАО. При этом установлено, что наибольшую опасность представляет секция №3 шламонакопителя. Общий объем размещенных здесь РАО составляет более 88 тыс. м3 с активностью около 117 Ки.

Характеристика источника загрязнения

В 2009 году ФГУГП «Гидроспецгеология» по заказу Госкорпорации «Росатом» и ФГУП «РосРАО» приступило к обследованию геоэкологической обстановки на территории КЧХК. При этом одной из первостепенных задач являлась оценка воздействия секции №3 шламонакопителя на окружающую среду.

Секция №3 шламонакопителя, находившаяся в эксплуатации в 1969-1993 годах, представляет собой наземное хранилище прямоугольной формы размером в средней части 200*180 м (площадь – 46800 м2) и объемом 280 тыс. м3. Оно расположено на старом русле реки Елховки и ограждено дамбой, отсыпанной из суглинистого грунта. Основанием дамбы служат суглинки тугопластичной и мягкопластичной консистенции, а также мелкозернистые пески. Шламохранилище не законсервировано.

Для оценки геоэкологического состояния непосредственно в самом хранилище было пробурено шесть разведочных скважин (рис. 1), из которых три скважины глубиной около 4 м вскрыли толщу радиоактивных отходов на всю ее мощность, а три  скважины глубиной около 15 м – также и подстилающие хранилище грунты до кровли пермских глин.

 

Рис. 1. План расположения скважин на площадке секции №3 шламонакопителя

 

Для оценки воздействия секции №3 на прилегающую территорию за контуром хранилища было пройдено 12 скважин, из которых девять расположены ниже по потоку грунтовых вод в юго-западном направлении. Максимальное удаление этих скважин от дамбы – 30 м. Кроме того, две скважины были пробурены в пределах ограждающей дамбы.

Состояние ограждающей дамбы

Бурением установлено, что дамба сложена глинистым грунтом с редкими включениями гнезд песка. В основании дамбы залегает глинисто-торфяный слой мощностью 0,5 м, ниже – толща песков мощностью около 10 м, подстилаемая пермскими водоупорными глинами. Для песков характерно увеличение зернистости сверху вниз и, соответственно, снижение глинистой фракции.

Проведенный опытный фильтрационный налив показал, что коэффициент фильтрации толщи грунтов составил 1,5*10-3 м/сут. Иными словами, дамба представляет собой практически водонепроницаемый инженерный барьер.

На рисунке 2 в виде сводного геологического разреза скважин 938 и 963 представлены результаты распределения по глубине γ-активности (γ-каротаж) и содержания 137Cs и 90Sr в грунтах ограждающей дамбы.

 

Рис. 2. Распределение в грунтах удельной активности 137Cs, 90Sr и значений интенсивности гамма-излучения по глубине скважины, пройденной по дамбе секции №3

 

По распределению радионуклидов в грунте и γ-активности по глубине скважины четко выделяются четыре зоны вскрытой толщи пород. Первая зона мощностью 8,7 м приурочена к глинистым грунтам, слагающим ограждающую дамбу. Здесь γ-активность и содержание радионуклидов в грунтах находятся на уровне фоновых значений.

Вторая зона – подстилающий дамбу глинисто-торфяный слой мощностью 0,5 м. В этом слое удельная активность радионуклидов в грунте и значения γ-активности скачкообразно увеличиваются на  два-три порядка. Данное явление, вероятно, связано с миграцией радионуклидов под основание дамбы.

Третья зона мощностью около 10 м приурочена к подстилающей дамбу толще песков. Здесь удельная активность 137Cs и 90Sr в два-три раза ниже, чем во второй зоне.

Конфигурация кривых распределения по глубине содержания радионуклидов в грунте и γ-активности удовлетворительно коррелируется с изменением содержания глинистой фракции в толще песков.

Четвертая зона приурочена к толще вскрытых пермских глин. Здесь значения всех исследуемых параметров снижаются до фоновых.

Анализ данных по физическому состоянию дамбы, сооруженной более 40 лет тому назад, позволяет заключить, что это сооружение является надежным инженерным барьером. 

Радиационные характеристики массива РАО и подстилающих пород

В результате бурения скважин непосредственно в теле хранилища установлено, что мощность отходов, представленных черными и светло-серыми шламами, колеблется в диапазоне от 2,8 м до 3,3 м. Непосредственно под отходами находятся слой черного торфа мощностью 0,2-0,7 м и толща пластичных глин (1-1,9 м). Ниже залегают кварцево-полевошпатовые пески общей мощностью 8,5-9,5 м. На глубинах до 6-7 м залегают глинистые пески, а в основании – пески с повышенным содержанием гравия мощностью 2,1-3,6 м.

Как следует из усредненного геолого-технического разреза скважин, пройденных внутри секции №3 (рис. 3), для толщи отходов РАО характерно увеличение с глубиной интенсивности γ-излучения и удельной активности 137Cs на один-два порядка. Так, значение интенсивности γ-излучения в верхнем интервале (до 1 м) составляет около 20 мкР/ч, а в основании толщи отходов (3-4 м) достигает 400 мкР/ч. Такое же возрастание отмечается и для удельной активности 137Cs, составляя в интервалах 0-1 м и 3,5 м соответственно 600 и 17000 Бк/кг. В слое торфа и глины (интервал 3,5-5 м) значения интенсивности γ-излучения и удельной активности практически соответствуют значением интервала 3-3,5 м. Следует отметить, что величина удельной активности 137Cs в грунтах примерно вдвое превышает значение минимально значимой удельной активности (МЗУА для 137Cs – 10000 Бк/кг).

В толще подстилающего слоя торфа и глин удельная активность 137Cs практически соответствует этим значениям и составляет около 20000 Бк/кг. Ниже по разрезу до кровли водоупора удельная активность 137Cs составляет 250-400 Бк/кг, возрастая до 2000 Бк/кг в интервале 10-12 м, приуроченном к прослоям глинистых песков. Для 90Sr получена аналогичная зависимость изменения удельной активности с глубиной.

 

Рис. 3. Распределение значений интенсивности гамма-излучения и удельной активности 137Cs и 90Sr в толще отходов секции №3 и подстилающих грунтах

 

Выявленные как в толще РАО, так и в подстилающих хранилище породах изменения интенсивности γ-излучения и удельной активности грунтов могут быть объяснены следующим образом. В результате инфильтрации атмосферных осадков происходит выщелачивание радионуклидов из шламовой матрицы отходов и перемещение растворенных радионуклидов к основанию хранилища. Подстилающие хранилище отложения торфа и глины суммарной мощностью до 1,9 м обладают высокой сорбционной емкостью. В результате основная масса выщелоченных радионуклидов была сорбирована этой толщей. В торфо-глинистом слое примерно 90-95% жидких РАО переведено в отвержденное состояние. В подстилающей толще песчаных отложений распределение интенсивности γ-излучения и удельных активностей грунтов относительно равномерное. Сравнительно высокие значения отмечаются лишь в маломощных слоях песков с повышенным содержанием глинистых частиц.

Выявленные закономерности распределения интенсивности γ-излучения и удельной активности 137Cs и 90Sr в толще отходов и в подстилающих хранилище отложениях позволяет сделать важный практический вывод. Он состоит в том, что наличие в основании хранилища слоя грунтов, обладающих высокими сорбционными свойствами, позволяет рассматривать его в качестве эффективного природного барьера. Наличие такого барьера способно изолировать РАО от подстилающих пород. Эффективность такого природного барьера возрастает с увеличением его мощности. При отсутствии такого природного барьера он может быть создан специально в виде слоя глины, уложенной в основании хранилища.

Прогноз миграции радионуклидов

Важной задачей, решаемой геоэкологическими исследованиями, являлось выявление процесса миграции радионуклидов из хранилища с подземными водами. С этой целью проведены исследования фильтрационных свойств РАО и грунтов, прилегающих к хранилищу, а также измерения удельных активностей 137Cs и 90Sr в подземных водах.

Установлено, что коэффициент фильтрации толщи отходов составляет 0,16 м/сут, что позволяет отнести ее к слабопроницаемому типу. Удельная активность воды в отходах по 90Sr колеблется в диапазоне от 10 Бк/л (верхняя часть толщи) до 50 Бк/л (у основания). В подземных водах грунтов, подстилающих хранилище, удельная активность по 90Sr находится в пределах 11-21 Бк/л, по 137Cs – 3-5 Бк/л.

В грунтах, прилегающих к юго-западной дамбе хранилища, отмечается изменение фильтрационных свойств с глубиной: до 7-8 м коэффициент фильтрации составляет около 2,5 м/сут, ниже 10 м – около 25 м/сут. По значениям удельной активности 90Sr в водах по вертикали четко выделяются три зоны. В верхней зоне, в интервале глубин 2-3 м, по мере удаления от контура хранилища (до 30 м) удельная активность 90Sr снижается с 6,4 Бк/л до 4,3 Бк/л. В средней зоне (5-7 м), этот показатель находится на уровне 40 Бк/л, практически не изменяясь с удалением от хранилища. Удельная активность 90Sr в подземных водах на глубине ниже 8-10 м составляет 0,9-4 Бк/л. 

Приведенные данные свидетельствуют, что в водах грунтов, подстилающих и прилегающих к хранилищу, максимальная удельная активность 90Sr примерно в 10 раз превышает уровень вмешательства (Аув), в то время как удельная активность 137Cs существенно ниже Аув. Поэтому последующий анализ миграции радионуклидов из хранилища рассматривается применительно к 90Sr.

 

Рис. 4. Гидрогеохимический профиль миграции 90Sr из секции №3 (по состоянию на 2010 год)

 

Ореол загрязнения подземных вод 90Sr, вызванный его миграцией из секции №3, показан на рисунке 4. Внешний контур ореола ограничен изолинией с удельной активностью 5 Бк/л – на уровне Аув. Центральная часть ореола загрязнения выделена изолинией с удельной активностью 40 Бк/л, то есть примерно в 10 раз выше Аув. Фактическое распространение ореола загрязнения зафиксировано по скважинам 931, 932 и 933 на расстоянии около 30 м от дамбы хранилища. В 2010 году внешний контур ореола загрязнения по изолинии 5 Бк/л условно проходил на расстоянии 70 м от дамбы хранилища, по изолинии 40 Бк/л – на расстоянии 50 м. Если принять, что секция №3 шламонакопителя как хранилище РАО существует 40 лет, то средняя скорость распространения ореола составила около 2 м/год. 

Пользуясь приведенными данными фактического распространения ореола загрязнения подземных вод, можно ориентировочно определить предельные размеры этого ореола по максимальному удалению от дамбы изолинии 5 Бк/л. Если принять за максимальную исходную удельную активность 40 Бк/л, то для ее снижения до значений Аув потребуется три периода естественного полураспада 90Sr (90 лет). За это время ореол загрязнения переместится на 180 м от исходной границы – дамбы. Учитывая, что в 2010 году граница ореола загрязнения с удельной активностью воды по 90Sr 40 Бк/л находилась на расстоянии 50 м от контура хранилища, то внешняя граница ореола загрязнения 90Sr с активностью 5 Бк/л распространится на расстояние около 230-260 м от дамбы.

Проект по выводу из эксплуатации

Приведенные результаты комплексных геоэкологических исследований были учтены при разработке инженерно-технических рекомендаций по выводу секции №3  шламонакопителя из эксплуатации. Учтено также, что в хранилище возможно дополнительно разместить около 40 тыс. м3 отходов (по состоянию на 2010 год). 

Предварительными проектными разработками по реабилитации территории КЧХК предусмотрено проведение демонтажа нескольких промышленных зданий, внутренние помещения которых имеют радиоактивное загрязнение. Инженерные конструкции и их фрагменты предлагается разместить в качестве низкоактивных отходов в секции №3 шламонакопителя. После укладки отходов их поверхность закрывается многослойным покрытием. Принимая во внимание приведенные выше данные комплексных геоэкологических исследований данного хранилища, целесообразно рассмотреть вариант создания на его поверхности глиняного экрана мощностью около 1 м. Выше отсыпается почвенный грунт (около 0,5 м), затем сажаются кустарниковые растения с хорошо развитой корневой системой. Наличие такой растительности на поверхности хранилища защитит его от эрозионных процессов.

Авторы

Глаголев Андрей Всеволодович,
директор Центра МСНР

Прозоров Лев Борисович,
главный специалист геолого-методического отдела Центра МСНР, д.т.н.

Вольницкая Елена Петровна,
д.т.н.