LINEBURG


<< Пред. стр.

страница 4
(всего 5)

ОГЛАВЛЕНИЕ

След. стр. >>

10
104?10-5
Восточная аккумулирующая ёмкость с добавлением технической воды
1166
12
204?10-5
Западная емкость технической воды
726
18
52?10-5
Западный дренаж
80
14

Как следует из таблицы 8, концентрация специфических загрязняющих веществ в хвостовых и дренажных водах также нестабильна и меняется во времени в десятки и сотни раз. Максимальная концентрация этих элементов в хвостовой пульпе, водах аккумулирующих емкостей, дренажных водах отмечалась в 1976-1981 г.г., т.е. в период максимального объема переработки руды и наибольшего сброса пульпы на хвостохранилище.
Таким образом, основными компонентами, загрязняющими подземные воды, являются: из общих показателей - сульфаты, нитраты, аммиак, общая жесткость, из специфических показателей - марганец, молибден, уран.
Динамика поступления хвостовых вод и инфильтрация (расчетная) с 1970 г. представлена на рис.31.

Рис.31. Динамика поступления хвостовых вод.

Физико-химические факторы. Из перечня загрязняющих веществ ГМЗ следует выделить растворы минеральных солей - сульфатов и нитратов и долгоживущие радиоактивные изотопы. Процессы сорбции загрязняющих веществ горными породами изучены недостаточно. Из литературных данных известно, что сорбция в динамичных условиях, которые характерны для нашего случая, значительно менее интенсивна, чем в статических условиях [1].
Таким образом, анализируя вышеизложенное, можно сделать следующие выводы. Выбор местоположения хвостохранилища КГРК сделан фактически без учета гидрогеологических особенностей района, что изначально предопределило загрязнение подземных вод Кара-Балтинского участка. Водоносный горизонт аллювиально-проллювиальных отложений четвертичного возраста от хвостохранилища защищен слабо, покровные суглинки не превышают 1 метра. Фильтрационные свойства пород зоны аэрации, направление и скорость потока подземных вод способствовали интенсивному проникновению загрязняющих веществ хвостовой пульпы в почвогрунты и далее - в подземные воды.

2. Модель проникновения урана в подземные воды ХВХ

Одним из основных направлений научных исследований на ближайшее десятилетие является изучение условий миграции и концентрирования радионуклидов в вадозной зоне, которая представляет собой область между земной поверхностью и уровнем подземных вод. Необходимость этих исследований определяется решением таких важнейших задач, как размещение экологически опасных отходов, реабилитация загрязненных территорий, эксплуатация минеральных ресурсов и др. Ключом к решению этих практических задач являются научные знания о доминирующих процессах, влияющих на фильтрацию газово-жидкой фазы, транспорт загрязнителей и физико-химические преобразования в различных окислительно-восстановительных условиях геологической среды.
Междисциплинарные исследования вадозной зоны, как правило, включают:
* выявление причинно-следственных связей между внешними и внутренними факторами, определяющими скорость продвижения потоков загрязненных вод;
* применение теоретических основ и инструментальных методов определения количественных параметров движения газово-жидкой фазы и загрязнителей;
* использование методов выявления неоднородностей геологической среды и их влияния на скорости продвижения и структуру потоков, а также определения динамики минерально-химических и биогеохимических преобразований пород;
* математическое моделирование протекающих процессов.
Несмотря на обширный фактический материал по загрязнению подземных вод зоны интенсивного водообмена пестицидами, азотистыми и различными органическими загрязнителями, многие радиоэкологи, гидрологи и даже гидрогеологи считали, что проблемы опасности загрязнения подземных вод радионуклидами не существует. Даже в первые годы после Чернобыльской катастрофы попытки углубленного изучения особенностей миграции радионуклидов в геологической среде рассматривались как весьма второстепенные и, в какой-то мере, надуманные. Собранные за последние годы данные постепенно рассеивают эти заблуждения.
Известно, что проникновение радионуклидов в подземные воды происходит вследствие различных процессов. Основные из них - конвективный перенос (фильтрация), физико-химическая трансформация веществ в подземных водах и их взаимодействие с вмещающими породами. Радионуклиды могут транспортироваться в растворенном виде, с коллоидами и на взвесях. Используемые в настоящее время теории и методы изучения процесса фильтрации подземных вод и транспорта загрязнителей в идеализированной пористой среде не могут полностью воспроизвести всю сложность процессов, протекающих в реальных геологических условиях, где породы, как правило, характеризуются высокой степенью неоднородности по литологическому составу, физико-механическим свойствам и напряженно-деформированному состоянию. В едином варианте эти вопросы еще не изучены. Сейчас предпринимаются попытки их теоретического осмысления. Плодотворность теоретической модели, с помощью которой пытаются объяснить и предсказать указанные потоки миграции, зависит от степени ее адекватности изучаемым процессам. Пока еще накоплено мало фактических данных по миграции веществ, миграционных барьеров и форм миграции соединений в различных ландшафтах Земли.

3. Защитные свойства подстилающих пород хвостохранилища КГРК

При прогнозировании миграции урана в подземных водах особое значение имеет объективная оценка защитных свойств геологической среды, обуславливающих противодействия распространению изотопа в подземной гидролитосфере.
Прогнозирование миграции радионуклидов методами математического анализа функциональной зависимости коэффициент перехода - свойства почвы предполагает знание комплексной оценки свойств почвы (КОСП), которая должна одновременно отражать свойства твердой и жидкой фаз - почвенно-поглотительного комплекса (ППК) и почвенного раствора, обуславливающих поведение радионуклида в почвенной системе. Методология нахождения КОСП позволяет использовать непрерывную цифровую шкалу свойств почвы в картографии, определять значения отображаемой характеристики в любой точке методом интерполяции и использовать их для дальнейших анализов и оценок. К сожалению, вычисление КОСП теоретически вряд ли возможно из-за многофакторности свойств фаз почвы и межфазных образований.
Практически для вычисления КОСП используют экспериментально определяемые характеристики, такие как, например, коэффициент распределения радионуклида Кd в системе почва-раствор, считая сорбцию основным процессом распределения ионов радионуклида между твердой и жидкой фазами почвы. Однако, распределение радионуклидов между твердой и жидкой фазами почвы определяется не только особенностью почвенно-поглотительного комплекса, но и свойствами ионов, прежде всего массой, зарядом и степенью его гидратации или сольватации, влияющих на выбор места сорбции и степень сродства иона к нему. Стоит отметить, что поглощение радионуклидов в условиях низких концентраций адсорбируемого вещества протекает специфически.
Радионуклиды попадают в почвогрунты, как правило, в микроколичествах. При этом, растворенная их часть, подвергаясь сорбции, в процессе поглощения не конкурирует за место на поверхности адсорбента с любой другой частью таких же ионов и молекул. Поэтому, даже в почве с самой низкой емкостью поглощения достаточно свободных мест для поглощения радионуклида.
Представим водовмещающие породы ХВХ как среду геохимической и биогенной миграции урана в качестве природного тела, органически объединяющего три фазы: твердую - минеральный скелет, жидкую - почвенный раствор и промежуточную квазикристаллическую или квазижидкую - органическое вещество - комплексы органического вещества с минеральным каркасом, мицеллы и др. (рис. 32). В трехфазной системе свойства каждой из фаз могут существенно отличаться от их основных свойств в одно - или двухфазном состояниях, а взаимное влияние фаз особенно сильно появляется на границах раздела и в зоне их влияния - двойной электрический слой, пространственная организация молекул вблизи и на поверхности минерального скелета и т.п.


Рис.32. Модель геохимической и биогенной миграции урана.
Очевидно, наиболее важной характеристикой твердой фазы следует признать емкость поглощения, которую характеризуют качественные показатели - степень насыщения основаниями, сумма поглощенных оснований и парциальное содержание отдельных катионов, особенно обменно-поглощенных.
Реакцию почвенного раствора рН можно рассматривать в качестве второго важного показателя поведения радионуклидов в почво-грунте ХВХ. Концентрация и состав почвенного раствора в значительной мере определяют интенсивность потока катионов макро- и микрокомпонентов между жидкой и твердой фазами.
Содержание органического вещества обуславливает такие важнейшие свойства водовмещающих пород района ХВХ, как структура, степень развития общей сорбирующей поверхности, содержание и свойства коллоидных фракций, способность к специфической сорбции и образованию труднорастворимых или слабодиссоциирующих комплексных соединений. При этом, следует отметить качественную неоднородность сорбционных мест, связанных как с органическим веществом, так и с минеральным каркасом.
В реальной обстановке ХВХ уран может находиться в форме анион-, катионкомплексных соединений и нейтральных псевдоколлоидов и коллоидов, механизм миграции и сорбции которых разнообразен. Соотношение между указанными формами урана будут определяться гидрохимическими свойствами пульповых вод, концентрацией урана, окислительно-восстановительными условиями и другими природными факторами. Формы нахождения урана и их соотношения в этих водах еще недостаточно изучены. При этом, увеличение времени взаимодействия урана с вмещающими породами способствует уменьшению содержания мобильных форм радионуклида за счет упорядочения оксигидратных пленок, на которых он фиксируется.
Наконец, в естественных условиях ХВХ КГРК наблюдается образование малорастворимых в водных растворах соединений типа водонатов (карнотит), фосфатов (отинит), арсенатов (цейнерит), карбонатов (ураноталит), силикатов (склововскит) и т.д. С медью, свинцом, алюминием, железом , марганцем, висмутом, ртутью, кобальтом, цинком и бериллием уран, в силу своей большой химической активности, образует интерметаллические соединения.
Оценка степени влияния производственной деятельности ГМЗ КГРК на загрязнение подземных вод проводится путем систематического контроля по режимной сети, включающей 160 гидрогеологических скважин (в т.ч. 124 - эксплуатационных и 36 - наблюдательных).
Система мониторинга подземных вод, начатая в 1963 г. и продолжающаяся по настоящее время, включает:
- гидрогеологические наблюдения за уровнями подземных вод и их химическим и радионуклидным составом;
- гидрогеологические наблюдения за дебитами эксплуатационных скважин и скважин водоперехвата, качеством откачиваемой воды.
Специалистами КГРК совместно с сотрудниками Кыргызской комплексной гидрогеологической экспедиции выполнен большой объем комплексных геолого-геофизических, гидрогеологических и гидрогеохимических работ с применением современных методов исследований (исследование подземных вод с использованием паркерной системы, гидрохимический картаж скважин, петрографические исследования загрязненных водовмещающих пород и др.). Проведенные работы помогли с достаточной степенью достоверности охарактеризовать геологические, структурно-тектонические и гидрогеологические условия, определяющие миграцию урана в подземных водах рассматриваемого региона, оценить масштаб, структуру и состав загрязнения подземных вод и проследить изменения его по времени.
Коллекторы подземных вод района весьма разнообразны и изменяются в широком диапазоне как в плане, так и по глубине. На площади, занимаемой ХВХ, в разрезе зоны аэрации и водоносных пород преобладают чередующиеся между собой галечники от мелких до крупных с песчано-гравийным заполнителем. Мощность прослоев заполнителя изменяется от 2 до 27 метров. Галечники имеют большую водопроницаемость (коэффициент фильтрации достигает 150 м/сут). По всей площади участка, занимаемого ХВХ, галечные отложения перекрываются маломощным (до 1 метра) чехлом суглинков с коэффициентом фильтрации от 0,09 до 0,2 м/сут в радиусе 1 км от хвостохранилища. Данные химического, гранулометрического состава, а также определений пластичности приведены в таблицах 9-11.
Таблица 9
Результаты химического анализа глинистого сырья ХВХ
№п.п
Наименование исследуемого компонента
Содержание компонента, %
1
Диоксид кремния
52,49
2
Оксид алюминия
12,89
3
Оксид титана
0,13
4
Оксид железа (III)
4,62
5
Оксид железа (II)
-
6
Оксид кальция
10,86
7
Оксид магния
2,87
8
Серный ангидрид
0,39
9
Сумма оксидов натрия и калия
3,72
10
Оксид калия
-
11
Оксид натрия
-
12
Потери при прокаливании
11,88
13
Сумма
99,85
14
Водорастворимые соли
1,37

Таблица 10
Результаты гранулометрического состава глинистого сырья ХВХ
Содержание крупнозернистых включений, %
Содержание тонкодисперсных фракций, %
5
3
2
1
0,5
Сумма всех включ.
Более 0,06
0,06-0,01
0,01
0,005
0,001
нет
0,08
0,11
0,30
0,22
0,71
2,71
38,49
16,57
19,54
21,98
В составе крупнозернистых включений (их сумма - 0,71) содержание карбонатных - 0,1 %, размер карбонатных менее


Таблица 11
Результаты определения пластичности глинистого сырья ХВХ
Нижняя граница текучести, %
Граница раскатывания, %
Число пластичности
22,82
18,15
4,67
Породы, слагающие район ХВХ КГРК, характеризуются интенсивной, но неравномерной тектонической нарушенностью как в плане, так и в разрезе. Преобладающим типом разрывных нарушений являются линейные зоны рассланцевания и повышенной трещиноватости соскладчатого заложения. В этих зонах отмечено интенсивное развитие гипергенных глинистых изменений с образованием гидрослюд, каолинита, монтмориллонита.
Природные грунты и горные породы района ГМЗ КГРК способны сорбировать, как правило, вещества, находящиеся в растворах в катионной форме (табл.12).

Таблица 12
Емкость обмена (поглощения) глинистых минералов и гумуса при рН=7
Адсорбент
Ёмкость обмена, ммоль/100г
Катионного
Анионного
Каолинит
Иллит
Монтмориллонит
Хлорит
Гумус
Суглинок ХВХ КГРК по отношению к
урану почвенного раствора
3-15
10-50
80-150
10-50
100-500
1,3?1,5
5-10
-
20-30
-

0,01?0,02-

Сорбция урана (VI) глинистыми минералами зависит от рН среды, причем имеет место четко выраженный максимум при значениях рН 5...8 с резким уменьшением величин сорбции в кислой и щелочной областях [2]. Это обусловлено как особенностями строения самих глинистых минералов, так и химией растворов урана (VI). Взаимодействие ионов-комплексообразователей происходит в первую очередь с сорбционными центрами на боковых гранях минералов, и, вследствие этого, сорбция определятся величиной рН.
Выветренные и трещиноватые вулканиты, слагающие водоносный горизонт рассматриваемой территории ХВХ КГРК ниже суглинка, также способны осаждать мигрирующий в потоке подземных вод уран. Его задержка может осуществляться вторичными сорбционноемкими минералами (гидроксидами и оксидами железа, марганца, титана, слоистыми алюмосиликатами и другими гипергенными минералами, а также сульфат-редуцирующими бактериями, способными создавать локальные восстановительные условия для осаждения четырехвалентного урана), которые образовались на поверхностях трещин, являющихся путями транспорта загрязненных подземных вод.
В условиях гипергенеза наиболее общими количественными показателями гидрогеохимической обстановки являются значения ее рН и Еh. Сопоставление результатов измерений (Еh-рН) стационарного равновесия водного раствора с водовмещающими породами и полей устойчивости оксидов урана позволяет полагать, что в дренирующих породах, не затронутых окислительными процессами, уран может встретить неблагоприятную для его миграции обстановку (рис.33).



Рис. 33. Eh-Ph - диаграмма полей устойчивости различных окислов урана и солей преобладания комплексных соединений урана в почвенном растворе ХВХ КГРК.

Таким образом, невыветренные трещиноватые вулканиты, слагающие зону катогенеза района ХВХ КГРК, способны осаждать мигрирующий с промстоком уран в форме соответствующих оксидов. В целом же водоносный гравийно-песчаный горизонт района ХВХ КГРК обладает низкой задерживающей способностью к урану, который в реальных условиях исследуемой геомиграционной обстановки способен к выносу за его пределы в подземные воды.
Согласно выше изложенному было принято (для расчета математической модели), что главными факторами миграции урана в подземные воды ХВХ являются конвективный перенос, плотностная конвекция и диффузия. При этом миграции урана будет сопутствовать его рассеяние, обусловленное фильтрационной дисперсией, а также физико-химическим взаимодействием с водовмещающими породами.
С самого начала разработка математической геомиграционной модели урана велась одновременно по двум направлениям. Первое направление - математическое описание явления и разработка программного обеспечения для моделирования, второе - собственно построение моделей. Второе направление включает обеспечение модели необходимыми исходными данными, калибровку и валидацию моделей, выполнение прогнозных расчетов. Достаточный уровень исходной информации позволяет при всех известных объективных погрешностях и неопределенностях исходных данных надеяться на возможность построения модели, адекватной природным условиям.

4. Выбор индикатора
Уран в силу своей физико-химической особенности поведения в системе "раствор-порода" может образовывать в зависимости от глубины проникновения и, соответственно, изменения условий миграции, как комплексные катионы, так и комплексные анионы, меняя при этом и свою валентность.
Поэтому, одним из важнейших вопросов при изучении миграции урана в подземные воды является выбор индикатора. Главным показателем индикатора являются его начальная концентрация, режим поступления в водоносный горизонт и сродство его ионных и валентных форм изучаемому мигранту.
Известно, что основным и интегральным показателем качества подземных вод и их токсичности является величина сухого остатка или минерализация подземных вод.
Высокая минерализация (до 7500 мг/л) подземных вод Кара-Балтинской площади сформировалась в основном за счет инфильтрации высокоминерализованных стоков ХВХ КГРК, содержащих повышенные концентрации сульфатов, нитратов, солей кальция и магния, обусловивших повышенное значение общей жесткости подземных вод. Причем сульфаты и нитраты, в отличие от соединений металлов, достаточно устойчивы в подземной воде, по крайней мере, в пределах интересующей нас площади исследований и, следовательно, подчиняются общим законам миграции и рассеяния в потоке подземных вод.
В связи с тем, что источником распространения нитратного загрязнения в подземные воды Кара-Балтинского участка кроме хвостохранилища КГРК являются и другие источники загрязнения (промышленные и сельскохозяйственные объекты, неканализированный частный сектор) нитрат-ион, в отличие от сульфат-иона, имеющий один источник - промсток КГРК, не может быть выбран безусловным индикатором урана-загрязнителя. Следовательно, только сульфаты, по существу, указывают на поступление в подземные воды инфильтрационных вод из хвостохранилища и определяют ореол загрязнения подземных вод в результате деятельности КГРК.
Известно, что поведение урана в грунте будет определяться такими неизотопными носителями, как железо, кальций, алюминий, так как подвижность радионуклидов тяжелых металлов в почвах в значительной степени определяется прочностью координационно-полимерной структурой металло-фульватных гель-фаз [5], которая зависит от содержания основных металлов почвы. Растворяющиеся пленки являются наиболее активно сорбирующими токсичные металлы и радионуклиды. Поэтому, их растворение, инициированное восстановительной мобилизацией железа, будет сопровождаться сопряженным выносом, в том числе, сорбированного на нем техногенного урана [6].

По характеру выноса железа в подземные воды, определяющий ионное или коллоидное состояние железа в растворе дренирующих хвостохранилище вод, можно судить о механизме миграции урана через ложе хвостохранилища. Следовательно, железо, как и сульфат-ион, с полным основанием может быть выбрано в качестве индикатора изучаемой системы "раствор-порода" ХВХ КГРК.
5. Обоснование выбора математической модели миграции урана в подземные воды ХВХ
Как было показано выше, скорость вертикальной и горизонтальной миграции урана будет зависеть от механических и физико-химических свойств почвы (емкость поглощения, состав обменных катионов, порозность, рН, минералогический состав и др.). Решающую роль при этом играют формы нахождения урана в отходах и состав растворов, фильтрующихся через хвостохранилище. При этом нужно учесть что ёмкость почвогрунта не бесконечна и кинетика поглощения сорбата не постоянна по мере насыщения сорбента.
Суммарный поток массопереноса вещества в почвах складывается из конвективного переноса со средней скоростью фильтрации V и диффузионного переноса с коэффициентом диффузии Dм.
Соотношение между конвективным и диффузионным переносом вещества устанавливается на основе такого критерия подобия процессов массопередачи, как безразмерное число Пекле:
Ре = V · L/ DKL , (1)
где:
V - скорость движения потока вниз по почвенному профилю, обусловленная действиями инфильтрации, кольматации и т.д. м/с;
L - расстояние, на котором происходит изменение концентраций, см;
DKL - коэффициент диффузии, см2/с.
Согласно полученному при расчёте числу Пекле (Ре = 3,24 · 10-4 · 1 · 10-2 / 1 · 10-4 = 3,24 · 10-2) перенос урана во вмещающих породах КГРК происходит как по законам конвекции, так и по законам молекулярной диффузии.
Движущие силы, вызывающие миграцию урана по профилю ложа хвостохранилища в природных условиях, весьма разнообразны по своей природе и степени воздействия на миграцию. Они не являются равнозначными, т.к. интенсивность и продолжительность их действий различны и, кроме того, зависят от конкретных условий. Поэтому естественно, что при изучении и математическом моделировании миграции в природных условиях целесообразно рассматривать только главные из действующих факторов и наиболее типичные условия.
Все многообразие процессов, от которых зависит перемещение радионуклидов в профиле почв, сводится к двум их результирующим, описываемым обобщенными параметрами, относящимися к двум фазам одновременно. Это позволяет рассматривать процесс миграции аналогично движению микропримеси в колонке с адсорбентом и применить для его описания тарелочную теорию динамики сорбции.
Уже в ранних работах их авторы применяли методы и представления, развитые для описания движения вещества в колонке с адсорбентом. Одними из первых попытались описать миграцию радиоактивных загрязнений с помощью теоретических закономерностей Тортуэйт с соавторами [12]. Они основывались на варианте тарелочной теории динамики сорбции, предложенном ранее Миллером и Риттемейером [13] для обработки результатов колоночных опытов по передвижению Sr89 в почве при фильтрации через нее воды. В работе [14] дана оценка времени распространения различных солей вглубь почвы за счет диффузии до достижения ими ПДК. При этом предполагалось, что фильтрация, химическое взаимодействие и адсорбция по сравнению с диффузией не значительны.
В работах Б.П. Никольского, Г. Спозито [15,16] были предприняты попытки теоретического применения химической термодинамики к изучению природных почвенных растворов. При этом при решении многих задач методами термодинамической науки вставали зачастую неодолимые препятствия. Например, химические реакции выгодные термодинамически, не обязательно выгодны кинетически. Келли [17] показал, что ни одно из уравнений, до того представленных, не является вполне удовлетворительным. Эти уравнения не могут быть универсально применимы из-за большого числа переменных, зависящих от природы глинистого материала, природы иона, концентрации иона, концентрации глины и т.д. Почву нельзя считать раствором, даже при условии схематизации ее химического состава, если свойства ее компонентов пространственно варьируются в макроскопическом масштабе.
По мнению В.А.Анохина [18] поведение миграционных потоков почвенных растворов можно охарактеризовать миграционной функцией Ф, отражающей распределение общей массы элемента М(t) в некотором пространстве ?. Тогда первую производную dM/d? = q(x,y,z и t) можно обозначить как "плотность распределения" элемента, а вторая производная d2M/d? по времени будет отражать миграционную функцию Ф:
d2M/d?dt = dq/dt = ?q/?t + Vgrand = Ф (2)
Здесь V - вектор скорости, с которой переносится мигрант в насыщенной влагой почве; q - плотность распределения элемента. Отсюда Q = qV, где Q - поток мигранта (г/м2 ? год-1). Для большинства типов почв пока не известны линейные скорости миграции ионов, молекул и ассоциатов различных веществ, также не изучены их векторы, как по сезонам года, так и по генетическим горизонтам почв. Надо помнить, что в природных растворах элемент-мигрант может находиться не только в разных агрегатных состояниях, но и в разных формах. Причем, в пространстве эти состояния и формы могут неоднократно изменяться, прежде чем элемент-мигрант достигнет конечной зоны седиментации.
Предложенные в [19-21] математические модели вертикальной миграции радионуклидов в профиле почвы представляют собой систему дифференциальных уравнений конвективно-диффузионного переноса, дополненных уравнением влагопереноса [22] или соотношением сорбционного равновесия [16]. Однако при этом предполагается, что профиль почвы является однородным как по глубине, так и во времени и параметры уравнений, описывающих миграцию различных форм радионуклидов, известны.
Однако, несмотря на достаточно общий характер таких подходов, и предлагаемых моделей, их практическое использование затруднительно ввиду того, что они требуют оценки большого числа параметров, необходимых для прогнозирования вертикальной миграции того или иного радионуклида. Достоверная оценка этих параметров во многих случаях является задачей более сложной, чем исходная задача прогнозирования.
Авторы работы [23] косвенно признают это, используя для целей прогнозирования значения параметров, полученные в рамках других моделей переноса, что не всегда правомерно.
Для того чтобы математическая модель вертикальной миграции радионуклидов была удобна для практического прогнозирования, она должна позволять оценивать (используя статистические методы) неизвестные эффективные параметры на основе наблюдаемых в различных условиях профилей распределения радионуклидов в почве с помощью общепринятых методик. Число параметров модели, а следовательно, и число форм радионуклидов, учтенных в математической модели, должно быть сведено по возможности·к разумному минимуму.
Вертикальный перенос урана и его соединений через рудные отходы уранового производства ГМЗ КГРК с дневной поверхности карт до основания вмещающих (материнских) пород хвостохранилища происходит в условиях установившегося равновесного массообмена, характеризуемого механизмами сорбции и выщелачивания, а также перераспределения твердой фазы сбросов и рудных отходов (кольматаж и вынос).
Процессы, происходящие в ложе вмещающих отходы КГРК пород, можно описать, опираясь на натурные исследования следующим образом. На вертикальном разрезе сверху вниз по профилю водовмещающих материнских пород в начале преобладает конвективный перенос всех компонентов, несущих в своем составе те или иные формы соединений урана. В дальнейшем доменируют процессы переноса политропного характера, переходящие в процессы восстановления, хемосорбции, молекулярной и ионообменной сорбции и т.п. И, наконец, в области дренирования основного русла подземных вод преобладает десорбция и гидрокарбонатное комплексообразование урана, с выносом последнего в питающие подземные воды.
На наш взгляд, для прогнозирования вертикальной миграции урана через ложе хвостохранилища ГМЗ КГРК целесообразно ограничиться пятью формами переноса: уран находящийся в матрице невыщелаченной породы; уран, находящийся в почвенном растворе в виде сорбированных, обменных форм; уран в виде комплексных соединений с характерными коэффициентами диффузии; прочно сорбированная форма урана; уран, находящийся в виде малорастворимых (коллоидных, органических и иных соединений и ассоциатов) в воде соединений. Вертикальный перенос урана из не полностью невыщелаченной породы можно аппроксимировать квазидиффузионным процессом, как это предложено в работах [19-21], а для описания равновесного состояния процессов сорбции и десорбции использовать изотерму Генри [24].
Все эти процессы могут быть описаны следующей системой дифференциальных уравнений:

(3)

,

где:
C1(x,t) - концентрация урана в профиле ложа в виде обменных катион-комплексных соединений на глубине х в момент t;
С2 (х,t) - концентрация урана в профиле ложа в виде обменных анион-комплексных соединений на глубине х в момент t;
C3 (x,t) - концентрация сорбированных прочносвязанных форм урана в профиле ложа на глубине х в момент t;
C4 (x,t) -концентрация в профиле ложа урана, находящегося в составе невыщелаченной породы на глубина x в момент t;
С5 (x,t) - концентрация урана в профиле ложа в виде малорастворимых в воде его соединений и ассоциатов;
v1(x,t) - эффективная скорость конвективного переноса обменных форм урана с почвенной влагой на глубине х в момент t с учётом фактора задержки;
v2(x,t) - эффективная скорость конвективного переноса комплексных форм урана с почвенной влагой на глубине х в момент t с учётом фактора задержки;
v5 - эффективная скорость конвективного переноса малорастворимых ассоциатов с почвенной влагой на глубине х в момент t с учетом фактора задержки;
D1(x,t) - эффективный коэффициент диффузии обменных катион-комплексных соединений урана на глубине х в момент t;
D2(x,t) - эффективный коэффициент диффузии анион-комплексных соединений урана на глубине х в момент t;
D4(x,t) - эффективный коэффициент диффузии урана из невыщелаченной породы на глубине х в момент t;
D5(x,t) - коэффициент трансформации катион-, анион-комплексных соединений урана в малорастворимые ассоциаты в водовмещающих породах на глубине х в момент t;
b(x,t) - интенсивность сорбции катион-обменных соединений урана вмещающими породами ложа хвостохранилища на глубине х в момент t;
g(х,t) - интенсивность сорбции анион-комплексных соединений урана профилем ложа хвостохранилища на глубине х в момент t;
a(x,t) - интенсивность выщелачивания урана из породы на глубине х в момент t;
f - интенсивность выщелачивания урана из малорастворимых в воде его ассоциатов на глубине х в момент t;
l - постоянная распада U238. Ввиду того, что l U238˜1,54?10-10год-1, этой величиной можно пренебречь при расчетах в рамках времени рассматриваемой модели.
Суммарная концентрация всех рассматриваемых форм урана в слое почвы C(x,t) описывается соотношением:
C (x.t) = C1(x.t) + C2(x,t) + Сз(х,t) + C4(x,t) + C5(x,t) (4)
Численные значения коэффициентов математической модели вертикальной миграции урана через основание хвостохранилища ГМЗ КГРК определялись согласно литературным данным [1,3,4,7-11,25,26], динамики поступления хвостовых вод и концентрации урана в них, величины инфильтрации и водоперехвата, а также результатов спектрального анализа проб кернов. Коэффициент Kd1 для катион-обменных форм характеризуется диапазоном 46-260 см3/г, Kd2 для анион-обменных форм - 80-600 см3/г, Kd3 для прочносорбированных диапазоном 500-1300 см3/г.
При постановке задачи принимаются следующие допущения: слой почвы представляет собой пористую неоднородную (компартментную) среду. В пределах каждого слоя ее свойства, а, следовательно, параметры модели принимаются постоянными по глубине слоя для каждого времени года. При этом предполагается, что количество урана, выходящего из какого-либо слоя почвы, равно его количеству, поступающему в следующий слой. В качестве загрязняющего вещества берется только один подвижный радиоактивный элемент - уран. Фактор задержки (Rср.) скоростей фильтрации v1 и v2 и коэффициент распределения (Kd) урана рассчитаны как диапазон средних значений для всего массива минеральных пород основания хвостохранилища с учетом реальной сорбционной способности, мощности залегания и промывки дренирующими растворами.

6. Математическая программа УРАН для расчета концентрации урана в ХВХ
В рамках программы МИФ создана одномерная программа УРАН для расчета концентрации урана в профиле ХВХ. Для решения системы миграции урана проведем неявную разностную аппроксимацию по времени, записав ее в потоковой форме через обобщенный поток S. Разбивая рассматриваемую область на N интервалов по времени и I интервалов по пространству, проинтегрируем систему (3)-(4) из предыдущего раздела по ячейке разностной сетки:
(5)
(6)
(7)
(8)
(9)
(10)
(11)


где

Первой разрешаем систему (10), (11) относительно С4. Затем, подставляя найденные значения С4 в систему (5), (6), разрешаем эту систему относительно С1. Подставляя значения С1 в систему (7) - (9), находим С2 и С3. Затем находим С5.
7. Численные расчеты

По одномерной программе УРАН был проведен ряд расчетов с параметрами: L=1м, ?=0 сут-1, , 0 ? x ? 1 м, 0 ? t ? 50 лет. Коэффициенты D=8.0·10-5cм2/cут, D4=4.0·10-6cм2/cут, D5=0.08, Kd1=260см3/г, Kd2=50 см3/г, Kd3=500 см3/г, g=10-2 сут-1, b(C3)=bmax-C3(bmax-bmin)/C3max, C3max=300мг/л, bmax= =0.45·10-1 сут-1, bmin=0, a=7.7·10-7 сут-1, v1=v(t)/(Kd1·?) cм/cут, v2=v(t)/(Kd2·?) см/сут, ?=1.1 см3/г, f=5·10-5 сут-1. v(t)=vmax-t(vmax-vmin)/tmax, vmax=400, vmin=200. Граничные условия на верхней границе: С1=6.0, С2=12, С4=21мг/л, С5=0.5 мг/л, на нижней границе: С1=C1n, С2=C2n, С4=C4n.
На рис. 34-37 приведена зависимость полученных концентраций от глубины на моменты времени t=1год, 15 лет,50 лет (с 1955г. по 2005 г.).

Рис. 34. Профили концентраций С1, С2, С3, С4 и суммарной концентрации С через 1год.

Рис. 35. Профили концентраций С1, С2, С3, С4 и суммарной концентрации С через 15 лет.

Рис. 36. Профили концентраций С1, С2, С3, С4 и суммарной концентрации С через 50 лет.

Рис. 37. Профили концентраций С1, С2, С4 через 50 лет.
На рис. 38-40 приведена зависимость полученных концентраций от времени в точке x=1м.

Рис. 38. Зависимость С1 от времени в точке x = 1 м.

Рис. 39. Зависимость С2 от времени в точке x = 1 м.

Рис. 40. Зависимость С3 от времени в точке x = 1 м.

Согласно расчетам и построенным на их основе графиков очевидно, что анион-комплексные соединения урана с концентрацией С2 (составляющие ˜ 15% от общего содержания урана, сбрасываемого с промотходами) практически за год пробивают защитный слой суглинка и далее эта форма урана в суглинке нарастает за счет концентрации С1. При этом, в основном за счет конвективного переноса, доминирующего в первые годы работы ГМЗ КГРК в виду максимального объема сбросных отходов и концентрации урана в них, происходит наиболее интенсивное смещение всех форм урана вглубь водовмещающих пород ХВХ.
В дальнейшем ввиду накопления пульпового остатка выщелоченной породы, снижения объёма и концентрации урансодержащих промстоков и, как следствие, рассредоточение стока по поверхности водовмещающих пород, интенсифицируется процесс сорбции урана породами хвостохранилища. Происходит нарастание по глубине профиля содержания урана в форме прочно сорбированного урана С3 и снижение концентрации урана в составе невыщелаченной породы С4. Основное смещение урана вглубь пород происходит в основном за счет концентрации комплексных положительных и отрицательных ионов урана С2 и С3, а наименее значимое - за счет урана, входящего в состав невыщелаченной породы. Более слабое распространение урана в виде катионобменных форм С1 обуславливается большим распадом l=l(х)+b(х)+g(х)+b(х)/Кd(х), С4 - за счет невысокого выщелачивания урана из отработанной породы и ограниченного поступления в дренирующие воды, а малорастворимых ассоциатов С5 - ввиду их малых валовых количеств, скоростей фильтрации и выщелачивания. Во всех расчетах отмечено максимальное значение концентраций урана С1, С3, С4 и С5 вблизи поверхности ХВХ.
Из проведенных расчетов видно совпадение с наблюдаемыми физическими явлениями на ХВХ (таблица 13). Стоит отметить, что максимальный вклад загрязнения ураном грунтовых вод его малорастворимыми соединениями и ассоциатами произойдет и сохранится через 25 лет, его комплексной формой (С1 + С2) произойдет и сохранится через 30 лет, а сорбционная способность суглинка исчерпается за 50 лет. Своего максимума концентрация невыщелаченной породы С4 на выходе из глины достигнет через несколько тысяч лет,
Таблица 13
Результаты спектрального анализа проб кернов, 2003г.
Концентрация урана в суглинке, мг/кг
Шифр пробы
Глубина отбора проб, см

0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
2000
Скв.1
328
328
316
292
287
285
280
282
273
270
269
52
Скв.2
337
330
328
308
295
295
283
281
273
268
264
48
Скв.3
334
328
329
332
318
301
297
294
287
272
268
44
Скв.4
340
337
324
309
291
296
287
287
280
274
270
49
Скв.5
339
329
327
296
293
298
288
285
279
269
267
43
Скважина №1 - Карта №7, в 45 м южнее северной заградительной дамбы карты в створе со скважиной №119 технического водозабора по перехвату загрязнённых подземных вод.
Скважина №2 - Карта №7, в 200 м южнее северной заградительной дамбы и в 155 м южнее скважины №1.
Скважина №3 - Карта №9, в 350 м южнее северной заградительной дамбы и в 150 м южнее скважины №2.
Скважина №4 по центру карты №8.
Скважина №5 по центру карты №10

На рис. 41 приведены изолинии полной концентрации урана (10-3мг/л) в вертикальном разрезе на 2005 год. Фронт распространения загрязнения ограничен изолинией с концентрацией равной удвоенному фоновому значению (0.004 мг/л).


Рис. 41 Изолинии полной концентрации урана на 2005 год

Следует отметить, что прохождение сульфат-иона практически транзитом (по данным ГМЗ КГРК) через основание ХВХ до основного русла подземных вод указывает на низкую анионообменную емкость вмещающих пород хвостохранилища КГРК. Характер выноса в подземные воды железа, прямое измерение окислительно-восстановительного потенциала и концентрации железа (П) в сорбирующих породах ХВХ дают основание утверждать о незначительном влиянии восстановительной обстановки в теле вмещающих пород хвостохранилища КГРК (до уровня водоупора), что, вероятно, объясняется кинетикой процесса восстановления урана и кинетикой его контакта с водовмещающими породами в зоне капиллярного поднятия грунтовых вод.

















<< Пред. стр.

страница 4
(всего 5)

ОГЛАВЛЕНИЕ

След. стр. >>

Copyright © Design by: Sunlight webdesign