ГЕОЛОГИЯ РУДНЫХ МЕСТОРОЖДЕНИЙ, 2009, том 51, № 2, с. 91-106
УДК 550.424.6
ВЛИЯНИЕ КОЛЛОИДОВ ИА ПЕРЕНОС РАДИОНУКЛИДОВ
ПОДЗЕМНЫМИ ВОДАМИ
© 2009 г. В. И. Мальковский, А. А. Пэк
Институт геологии рудных месторождений, петрографии, минералогии и геохимии РАН 119017, Москва, Ж-17, Старомонетный пер., 35 Поступила в редакцию 17.10.2008 г.
Рассматриваются процессы флюидного переноса радионуклидов в геологической среде, в которых радионуклиды содержатся во флюидах не только в виде растворенной компоненты, но и в виде коллоида. Проводится анализ степени влияния коллоидной формы переноса радионуклидов на скорость распространения радиоактивного загрязнения в подземной среде. Рассматривается возможность оценки этого влияния в математических моделях транспорта радионуклидов подземными водами. Для этого анализируются основные процессы обмена радионуклидами между подземными водами, коллоидом и неподвижной твердой фазой с учетом осаждения коллоидных частиц на неподвижной твердой фазе и других коллоидных частицах и обратной их мобилизации в жидкую фазу. Отмечается, что в реальных процессах коллоидного переноса радионуклидов большую роль играют неоднородность геологической среды и неоднородность системы коллоидных частиц в подземных водах. На основании проведенного анализа оцениваются существующие модели коллоидного переноса радионуклидов.
ВВЕДЕНИЕ
Развитие атомной промышленности связано с возникновением источников потенциальной угрозы радиоактивного загрязнения окружающей среды. Такое загрязнение может иметь место при нештатных и аварийных ситуациях на предприятиях атомной промышленности, а также в случае утечки радионуклидов из временных или постоянных хранилищ радиоактивных отходов (РАО) или облученного ядерного топлива (ОЯТ). С учетом уже накопленного и быстро увеличивающегося количества РАО и ОЯТ, надежная их изоляция от биосферы становится одним из необходимых условий дальнейшего развития атомной промышленности. С точки зрения возможностей технической реализации и экономической эффективности наиболее перспективным представляется долговременное или постоянное размещение РАО и ОЯТ в подземных хранилищах (Кгашкор!", 1988; МеСошЫе вг а1, 1993; Нага вг а1, 1996; Чой, 2005). Надежность изоляции радионуклидов в таких хранилищах в значительной степени зависит от защитных свойств вмещающих пород. Чем меньше скорость переноса радионуклидов подземными водами, тем выше защитные свойства пород и тем надежнее источник радиоактивного загрязнения подземной среды изолирован от биосферы.
Наиболее обоснованным средством прогноза распространения радиоактивного загрязнения в подземной среде являются методы математическо-
Адрес для переписки: В.И. Мальковский. E-mail: malk@igem.ru
го моделирования. Если загрязнитель представлен однородной фракцией (ионов или частиц), которая переносится подземными водами, его миграция в одномерном приближении описывается уравнением (Мироненко, Румынин, 1998):
(1 + рК/ф) ^ + V D ^- XC, (1)
дt dz dz
где С - массовая концентрация фракции в подземных водах; рг - плотность неподвижной твердой фазы (вмещающих пород); ф - пористость пород; Kd - коэффициент равновесного распределения фракции между подземными водами и неподвижной твердой фазой (Kd = Cr/(рС), где Сг - массовая концентрация радионуклидов в твердой фазе); V - истинная скорость течения подземных вод; D - коэффициент гидравлической дисперсии; t - время; z - пространственная координата (ось которой направлена вдоль вектора скорости течения подземных вод).
Назовем коэффициентом задержки величину R = 1 + рДУф.
Из уравнения (1) следует, что скорость конвективного переноса фракции равна V/R. Если фракция не осаждается на неподвижной твердой фазе, то Сг = 0. Следовательно, Kd = 0, откуда R = 1. В этом случае скорость переноса фракции равна скорости течения. Это означает, что если фракция не осаждается на неподвижной твердой фазе, то скорость ее переноса подземными водами равна скорости течения подземных вод. Чем выше сорбционные свойства пород по отношению к фракции, которая
переносится подземными водами, тем больше коэффициент задержки R и тем меньше скорость переноса фракции по отношению к скорости течения.
При расчете прогнозов распространения радиоактивных загрязнений подземной среды до начала 90-х годов XX в. в основном полагалось, что подземные воды переносят радионуклиды в виде растворенной компоненты, т.е. в ионной форме. Таким образом, в расчетах коэффициента задержки для скорости миграции радионуклидов величина Kd определялась по соотношению концентраций этих радионуклидов в жидкой и твердой фазах в состоянии равновесия при условии, что радионуклиды содержатся в жидкой фазе в виде растворенной компоненты. Поскольку породы относительно хорошо сорбируют многие опасные радионуклиды, можно было ожидать, что коэффициент задержки для этих радионуклидов имеет большие значения, следовательно, скорость миграции этих радионуклидов будет значительно меньше скорости течения подземных вод. Однако данные радиационного мониторинга подземных вод в местах значительных радиоактивных загрязнений подземной среды показали, что во многих случаях скорость миграции радионуклидов намного выше прогнозируемой (Nyhan et al, 1985; Penrose et al., 1990; McCarthy, 199812; Zachara et al, 2002; Smith et al, 2003). Более высокие по сравнению с предсказанными скорости миграции радионуклидов объяснют тем, что подземные воды переносят радионуклиды не только в ионной форме, но и в связанной форме в виде комплексов или коллоидных частиц, которые в меньшей степени сорбируются неподвижной твердой фазой, чем сами радионуклиды. Вследствие более низких значений Kd комплексы и коллоидные частицы и связанные с ними радионуклиды имеют более низкие коэффициенты задержки, чем эти же радионуклиды, содержащиеся в подземных водах в ионной форме. За счет этого скорость миграции радионуклидов в коллоидной форме может быть существенно выше скорости миграции тех же радионуклидов в ионной форме.
Коллоидными называются частицы с размерами 1-104 нм (Мироненко, Румынин, 1998). В некоторых работах указываются другие граничные значения для диапазона размеров коллоидных частиц: 1—103 нм (Клячко, Апельцин, 1971) или 1-450 нм (Vilks et al, 1991). Эти различия легко объяснимы. Согласно определению коллоидных частиц, они должны быть настолько крупными, что их граница со средой переноса уже может рассматриваться как граница раздела фаз, но все же настолько мелкими, что поверхностные эффекты оказывают влияние на состояние вещества во всем объеме коллоидной частицы. Вследствие значительных вариаций как формы частиц, так и свойств среды переноса и вещества, из которого состоят частицы, значения наименьшего и наибольшего размера частиц, удовле-
творяющих данному определению, являются условными.
Определить долю радионуклидов, связанных с содержащимися в подземных водах коллоидами, можно с помощью относительно несложных измерений. Отобранные образцы подземных вод пропускают через фильтр с диаметром пор df. Сравнивая спектры радиоактивности воды до и после фильтрации, можно определить, какая часть тех или иных радинуклидов в исходной воде связана с частицами, размеры которых больше df. Подобные измерения, проводившиеся в местах значительных радиоактивных загрязнений подземной среды, показали, что заметная часть радионуклидов содержится в подземных водах в коллоидной форме. Согласно результатам исследований образцов подземных вод на полигоне ядерных испытаний в штате Невада (США), с коллоидными частицами связано до 95% Cs, 91% Co и 99% Pu + Eu (Kersting et al., 1999). Анализ подземных вод с участка, на котором в 40-х годах XX в. осуществлялся слив жидких радиоактивных отходов с центрального перерабатывающего завода национальной лаборатории в Лос-Аламосе (США), показал, что 85% Pu связаны с коллоидными частицами размерами 25-450 нм и 31% Am содержится в коллоидных частицах с размерами более 5 нм (Penrose et al., 1990). Озеро Traw-sfynydd (Уэльс, Великобритания) использовалось как пруд-охладитель для ядерного реактора. Помимо этого в озеро сливались технические воды, загрязненные радионуклидами. В пробах воды из озера 85-90% Am и Pu3+ задерживались фильтром с диаметром пор 1.5 нм (Orlandini et al., 1990).
Урановые месторождения часто рассматриваются как аналоги подземных хранилищ ВАО и ОЯТ. В связи с этим представляют интерес результаты исследований коллоидных форм переноса U и Th подземными водами на урановых месторождениях. Данные, полученные на разных месторождениях, количественно отличаются друг от друга. Так, по данным (Airey, 1986), частицы с размерами 5-103 нм содержат 0.01-2% U и 0.3-39% Th в подземных водах. Согласно (Short, Lowson, 1988), частицы с размерами 20-103 нм содержат 2-11% U и 6-47% Th. По данным (Miekeley et al., 1992), частицы с размерами 1.5-450 нм содержат 5-30% U и до 98% Th. По-видимому, заметные отличия в количестве радионуклидов, присутствующих в подземных водах в коллоидной форме, объясняются значительными вариациями Eh, pH и различиями в химическом составе подземных вод. Несмотря на количественные отличия, результаты исследований образцов подземных вод, отобранных на урановых месторождениях, показывают, что существенная часть U и Th в этих подземных водах связана с коллоидными частицами. Это является еще одним свидетельством того, что в общем случае математическое моделирование транспорта радионуклидов подземными водами без учета коллоидной формы переноса может привести
к принципиальным ошибкам в оценке экологической безопасности существующих или потенциальных радиоактивных загрязнений подземной среды.
ТИПЫ РАДИОКОЛЛОИДОВ
Радиоколлоиды (коллоидные частицы, с которыми радионуклиды переносятся подземными водами) принято разделять на три основные группы по их происхождению: истинные коллоиды, первичные коллоиды и псевдоколлоиды (Inagaki et al, 1998; Buck, Bates, 1999). Истинные коллоиды - это частицы коллоидных размеров, состоящие в значительной степени из радиоактивных изотопов и их окси- гидроксидов. Первичные коллоиды - коллоидные частицы, сформированные из продуктов выщелач
Для дальнейшего прочтения статьи необходимо приобрести полный текст. Статьи высылаются в формате PDF на указанную при оплате почту. Время доставки составляет менее 10 минут. Стоимость одной статьи — 150 рублей.