Регулирование перемещения радионуклидов по территории мелиоративными мероприятиями

Размещено на http://www.allbest.ru/

Регулирование перемещения радионуклидов по территории мелиоративными мероприятиями

АВТОРЕФЕРАТ

диссертации на соискание ученой степени

кандидата технических наук

Специальность 06.01.02 - Мелиорация, рекультивация и охрана земель

Байдакова Елена Валентиновна

Брянск 2009



Работа выполнена в Федеральном государственном образовательном учреждении высшего профессионального образования Брянской государственной сельскохозяйственной академии на кафедре природообустройства и водопользования (ФГОУ ВПО БГСХА)

Научный руководитель: доктор технических наук, профессор Василенков Валерий Фёдорович

Федеральное государственное образовательное учреждение высшего профессионального образования «Брянская государственная сельскохозяйственная академия» (ФГОУ ВПО БГСХА)

Официальные оппоненты: доктор сельскохозяйственных наук, профессор Мажайский Юрий Анатольевич

Мещерский филиал ГНУ ВНИИГиМ Россельхозакадемии кандидат технических наук, доцент Сухарев Юрий Иванович

Федеральное государственное образовательное учреждение высшего профессионального образования «Московский государственный университет природообустройства» (ФГОУ ВПО МГУП)

Ведущая организация: Проектно-изыскательский институт ОАО «Брянскгипроводхоз»

Защита диссертации состоится «___»___________2009года в____ часов на заседании диссертационного совета Д 220.045.01 при Федеральном государственном образовательном учреждении высшего профессионального образования «Московский государственный университет природообустройства» по адресу: 127550 Москва, ул. Прянишникова, д. 19, зал заседаний Ученого Совета (1 учебный корпус, ауд. 201), тел./факс: 8(495)976-10-46.

С диссертацией можно ознакомиться в научно-технической библиотеке Федерального государственного образовательного учреждения высшего профессионального образования «Московский государственный университет природообустройства» и на официальном сайте ФГОУ ВПО МГУП www.msuee.ru.

Автореферат разослан «____»_____________2009года

Ученый секретарь

диссертационного совета Сурикова Т.И.



Общая характеристика работы

Актуальность темы. Катастрофа на Чернобыльской АЭС нанесла колоссальный вред огромной территории страны - погибли люди, множество населенных пунктов прекратило существование, значительные площади сельскохозяйственных угодий не используются, опустели фермы, остановлены промышленные предприятия. Но жизнь на этих территориях продолжается, необходимо учиться оценивать воздействие радиоактивного облучения и разрабатывать мероприятия по его снижению.

Исследованиями ученых установлено, что радионуклиды в почве находятся в водорастворимой, обменной, необменной, прочно фиксированных формах. Формы радионуклидов, физико-химические свойства почв, метеорологические условия влияют на механизм миграции, диффузии в почвенном растворе и твердой фазе и конвективный перенос с потоком воды, влаги.

Процессы миграции радионуклидов в горизонтальном направлении, особенности их распределения по поверхности территории в разных условиях недостаточно изучены.

Настоящие исследования посвящены вопросам переноса ¹³⁷Сs в горизонтальном направлении с учетом стока, поискам новых возможностей для создания эффективных мероприятий по борьбе с загрязнением почв и сельскохозяйственной продукции радионуклидами. Работа выполнялась в соответствии с целевой федеральной программой «Социальное развитие села до 2010 года». Тема исследований соответствует также координационно-тематическому плану научных исследований Брянской государственной сельскохозяйственной академии.

Цели и задачи исследований. Целью работы является научное обоснование инженерных реабилитационных мероприятий на водосборных площадях. радионуклид водосбор грунтовый

Для достижения поставленной цели потребовалось решение ряда задач:

1) Изучить распространение радионуклидов по территории в почвах наиболее загрязненных юго-западных районов Брянской области.

2) Исследовать горизонтальную миграцию радионуклидов с потоком поверхностных, внутрипочвенных и грунтовых вод.

3) Анализ экспериментальных исследований по изучению экспозиции, уклона склонов, формы профиля, формы водосбора.

4) Изучение процесса горизонтальной миграции при ускорении стока воды гидротехническими сооружениями.

5) Получение натурных данных, характеризующих интенсивность отвода радионуклидов каналами.

6) Построение математической модели передвижения радионуклидов по территории со стоком воды.

7) Построение математической модели изменения концентрации радионуклидов под влиянием стекания воды по водоупору и под действием дренажа.

8) Дать оценку эффективности решения вопроса строительства систем реабилитационных сооружений.

Методика исследований. В работе был использован метод математического моделирования, нашедший широкое применение в химической физике. В рамках этого подхода строятся и анализируются соответствующие кинетические модели, которые представляют собой систему линейных дифференциальных уравнений, исследования их проводятся современными математическими методиками. Исследования выполнялись по схеме известного положения видного математика Ляпунова А.А.:

1. Достаточно полное эмпирическое изучение процессов.

2. Разработка математической теории, на базе которой строятся модели.

3. Получение исходных эмпирических данных, необходимых для функционирования моделей. Производство расчетов на основе моделей и их сличение с реальностью, в случае необходимости - улучшение модели.

Исследовано в полевых условиях концентрация радионуклидов по створам, совмещенным с линиями тока воды. Построены графики изменения концентрации радионуклидов по территории, в том числе и на мелиорированных землях. Проведено сравнение с экспериментальными данными, полученными в ходе собственных полевых исследований, лабораторных анализов, и результатами наблюдений других исследователей. Выполнены измерения гамма - фона, удельной активности почв (приборами).

Научная новизна результатов исследований заключается в следующем:

- построены и используются кинетические модели по переносу радионуклидов стоком воды в горизонтальном направлении;

- впервые рекомендованы новые инженерные мероприятия для удаления радионуклидов, даются методы их расчета и предложения по применению;

- обнаружена высокая степень выноса ¹³⁷Сs с поверхностным и внутрипочвенным стоком при осушении, болотных и низинных почв и слабый вынос с дренажным стоком.

Практическая значимость работы и достоверность результатов. Полученные данные расширяют представления о закономерностях миграции радионуклидов на различных водосборах. Построенные новые модели позволяют рассчитывать перенос радионуклидов по территории под влиянием естественного поверхностного, внутрипочвенного, грунтового стока и ускоренного инженерными мероприятиями.

Результаты исследований могут быть использованы для выявления областей с повышенным содержанием радионуклидов, замедленных процессов самоочистки и для решения практических задач минимизации негативных последствий аварии, рационального природопользования в пострадавших от аварии регионах.

Модели проверены на большом экспериментальном полевом материале; модели базируются на основополагающих законах сохранения вещества; согласуются с исследованиями в других областях науки.

Основные положения, защищаемые в работе:

1. Экспериментальные данные по горизонтальному распределению ¹³⁷Сs на водосборах.

2. Математические модели.

3. Методы ускорения отвода ¹³⁷Сs с помощью каналов - собирателей.

4. Методы определения экономической эффективности.

Апробация работы. Результаты исследований по теме диссертационной работы докладывались и обсуждались на межвузовских научно-практических конференциях профессорско-преподавательского состава ФГОУ ВПО «Брянская государственная сельскохозяйственная академия» (2002-2008 гг.). Автор участвовал с докладами в международных научно-практической конференциях «Проблемы экологической безопасности и природопользования» г. Москва (2007 г), «Проблемы энергетики природопользования, экологии» г. Брянск (2008 г). Результаты исследований опубликованы в рукописном отчете о научно исследовательской работе по федеральной целевой программе «Социальное развитие села до 2010 года» (2005г). Результаты работы были доложены на заседании научно-технического совета ОАО «Брянскгипроводхоз» - одобрены и рекомендованы к внедрению.

Выполненные исследования в установленном порядке рекомендованы к внедрению в строительство. Апробированы результаты расчетов на осушаемых участках открытыми каналами и густой сетью закрытых дрен и коллекторов, орошаемых участках и на участках богарного типа.

Структура и объем работ. Диссертация написана на русском языке, включает 148 страниц текста из 6 глав, список литературы из 159 наименований, 14 рисунков, 19 таблиц, заключение и 4 приложения.



СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Во введении обоснована актуальность темы, определены цель и задачи исследований, отмечена ее научная новизна и практическая значимость полученных результатов, приведена информация о структуре диссертации и апробация ряда результатов.

В первой главе дан критический анализ современного состояния изученности процесса распространения радионуклидов по территории и плотность ее загрязнения от чернобыльских выбросов. Рассмотрены работы отечественных и зарубежных ученых по изучаемой проблеме: Алексахин Р.М., Анненков Б.Н, Ю.В. Дубасова, Ю.А. Иванова, С.В. Круглова, Ф.И. Павлоцкой, В.М. Прохорова, М.Н. Тихонова, Е.А. Яковлева и др.

Сделан анализ важнейших факторов, обуславливающих процессы распределения радионуклидов в почвах западных районов Брянской области. Установлено, что в естественных экосистемах максимальное содержание цезия (91,8-98,0 %) приходится на верхний горизонт, представленный дерниной (0-10 см). Фактор естественной вертикальной миграции незначителен (Воробьев и др., 1994).

Анализ результатов проведенных ранее исследований показал, что первоначально поведение радионуклидов в почвах в большей степени определяется формой их соединений в составе радиоактивных выпадений. Так, для чернобыльских выпадений, в отличие от глобальных, была высока доля необменных форм соединений (Коноплев А.В. и др., 1988; Борзилов и др., 1993; Саботович и др., 1989; Васильева Н.А., 1996). При этом в ближней зоне аварии на ЧАЭС в составе выпадений доминировали относительно крупные по размеру труднорастворимые топливные частицы, в которых было закреплено до 75 % ¹³⁷Cs (Щеглов А.И., 2000). На более удаленных от источника выброса территориях выпадения были представлены аэрозольными хорошо растворимыми частицами (в частности, в первые месяцы доля воднорастворимых форм соединений ¹³⁷Cs доходила до 50 %) (Егоров Ю.А. и др., 1995). Вместе с тем, максимальным количеством в почве характеризовались необменные формы соединений и фракции радионуклидов, очень прочно связанные, не переходящие в мобильное состояние при условиях, обычно встречающихся в природной среде (Борзилов и др., 1993; Овсянникова С.В., 1992; Васильева Н.А., 1996). В целом же на долю подвижных фракций ¹³⁷Cs приходится не более 25 % (Бобовникова Ц.И. и др., 1991; Петряев Е.П. и др., 1993; Круглов С.В., 1997).

В общем, изменение содержания подвижных фракций ¹³⁷Cs зависит от исходной физико-химической формы радиоактивных выпадений, почвенного статуса, химической природы радионуклида, т.е. его миграционной подвижности. Медленнее процессы снижения содержания подвижных форм радионуклида протекают в песчаных почвах с низким содержанием гумуса, илистой фракции, а также обменных катионов и К⁺ - стабильного химического аналога ¹³⁷Cs. Следует подчеркнуть, что высокая сорбционная способность почв по отношению к ¹³⁷Cs характерна практически для всех типов почв, в том числе и для дерново-подзолистых песчаных почв. Исключение составляют торфянистые почвы.

Вторая глава посвящена процессам, влияющим на концентрацию радионуклидов в почве. Рассмотрены работы отечественных и зарубежных ученых по изученному вопросу: Б.Н. Анненкова, Р.М. Алексахина, В.Л. Анохина, Е.В. Квасникова, А.В. Кудельского, М.С. Кузнецова, Л.Ф. Литвина, В.М. Прохорова, А.И. Перельмана А.Н. Силантьева, Л.И. Страх, Ф.А. Тихомирова, А.Д. Флёсс, Н.Н. Цыбулька и др.

В главе рассмотрены вопросы миграции радионуклидов. Под миграцией радионуклидов в почве понимают совокупность процессов, приводящих к их перемещению или перераспределению между различными фазами и состояниями. Различают два основных типа миграции радионуклидов в почвах - горизонтальную и вертикальную.

К настоящему времени проведено большое количество исследований по изучению вертикальной миграции ¹³⁷Cs в почвах различного типа, загрязненных в результате атмосферных выпадений после ядерных испытаний и выбросов предприятий ядерного топливного цикла. Было выявлено определяющее влияние на подвижность радионуклидов основных почвенных свойств, среди которых наиболее важными являются кислотность почвенного раствора, механический состав (содержание илистой фракции), емкость катионного обмена и содержание органического вещества. Общий анализ результатов проведенных раннее исследований показывает, что процессы естественной миграции радионуклидов идут достаточно медленно. Основная доля радионуклидов (свыше 70 %), независимо от типа почв, как правило, содержится в верхнем пятисантиметровом слое почвы, даже через 15-17 лет после загрязнения.

Горизонтальная миграция ¹³⁷Cs в ландшафте происходит, в основном, на коллойидных частицах и зависит от множества факторов, в частности: погодно-климатических условий, ландшафтных характеристик, характера подстилающей поверхности и т.д.. Горизонтальная миграция радионуклидов в результате водной эрозии на склоновых землях происходит в течение года в два периода: первый - во время зимних оттепелей и весеннего снеготаяния; второй - при выпадении ливневых стокообразующих дождей.

Как горизонтальная, так и вертикальная миграция ¹³⁷Cs в различных экосистемах, особенно с течением длительного времени, изучена недостаточно полно. Систематическим исследованиям перераспределения радионуклидов в почвах склоновых ландшафтов Брянского Полесья до сих пор уделялось недостаточно внимания, хотя отдельные наблюдения демонстрируют последствия перераспределения радионуклидов, заключающиеся в их накоплении в понижениях рельефа. Сведений, касающихся динамики содержания различных форм ¹³⁷Cs в отдаленный период после аварии, очень мало, и они весьма неоднозначны. Кроме того, практически не изучено влияние водохозяйственных инженерных мероприятий на снижение плотности

загрязнения осушаемых болотных низин, которые занимают значительные площади на территории Брянского Полесья.

Третья глава посвящена методике экспериментальных исследований распределения радионуклидов по территории. Сделано: обоснование проводимых экспериментов, выбор объектов исследования, полевых и лабораторных методов, точек наблюдения, определение гидрологических, гидрохимических параметров; проведение натурных исследований по створам в разные периоды года для детального определения радиоактивного загрязнения территории.

В разделе дана физико-географическая характеристика водосборных площадей зоны радиоактивного загрязнения. Описан водный режим и гидрологическая изученность рек. Дана характеристика растительности.

Лабораторные и аналитические работы по анализу проб осуществляли в Брянской ГСХА. Содержание радионуклидов определяли сцинтилляционным методом, прибор РУБ-01П6 с блоком детектирования БДКГ-ОЗП.

Методика предназначена для экспрессного радиометрического определения по гамма-излучению удельной (УА) или объемной (ОА) активности радионуклидов цезия в почве, воде.

Пробы почвы отбирались во время полевых экспедиций на пахотных и целинных участках. Выемку пробы почвы в каждой точке производились по линиям тока через 20-25 м. Отбирался поверхностный слой 10 см. Проба составлялась из пяти хорошо перемешанных образцов, при наличии растительного покрова, он предварительно удалялся.

Также определяли уровни гамма радиации с помощью радиометра СРП-68-01. Образцы отбирались по створам, которые были проложены по линиям тока воды от водораздела к подножию склона. Створы намечались на различных почвах, сельскохозяйственных угодьях, на различных по форме водосборах, на разных профилях.

В четвертой главе приведены результаты анализов экспериментальных исследований по радиационному фону водосборов и по концентрации радионуклидов в почве. Все створы проанализированы по изменению уклона (выпуклые, вогнутые, S-образные, горизонтальные), по форме водосбора (рассеивающая, средне рассеивающая, прямая, собирательная, частично рассеивающая, частично собирательная), по форме профиля и по экспозиции, т.е. от той части света, куда обращен данный створ (юг, север, северо-восток, северо-запад, юго-восток, юго-запад, запад, восток). Те створы, которые обращены к югу, юго-востоку, юго-западу, в связи с более быстрым таянием снега и стоком воды быстрее освобождаются от радионуклидов. На тех створах, которые обращены к северу, северо-западу, северо-востоку, в связи с более медленным таянием снега и стоком воды, медленнее освобождаются от радионуклидов.

На полигонах Новозыбковского и Злынковского районов, наиболее загрязненных после аварии, все еще наблюдается высокий радиационный фон: в 2005г - 100-150 мкР/ч. Кривые изменения концентрации повторяют депрессионные кривые воды по форме, отмечено резкое снижение концентраций на линзах торфа с 135 до 74 мкР/ч. Концентрация радионуклидов снижается от средины межканального пространства к каналам от 100 до 150 мкР/ч (max 155 мкР/ч) и от 55 до 80 мкР/ч (min 44 мкР/ч). Такое снижение наблюдается на одиночных каналах и в каждом из параллельных каналов. Если приканальная дамба затрудняет сток поверхностных вод, то перед каналом наблюдается повышенная радиация. В приканальных воронках, служащих для отвода воды от дамб, концентрация радионуклидов резко снижается до 60 мкР/ч.

Концентрация на участках, дренированных закрытым дренажем, концентрация снижается существенно меньше, чем под влиянием открытых каналов, что свидетельствует о преобладающем вымыве радионуклидов поверхностным стоком. Это согласуется с многочисленными исследованиями радионуклидов по профилю почвы, утверждающими, что до 90 % их сосредоточены в 10 см слое почвы.

В пятой главе расчет и вывод дифференциальных уравнений рассмотрено моделирование переноса радионуклидов по территории. Разработан комплекс моделей: математическая модель изменения радиоактивного загрязнения в пространстве, математическая модель концентрации радионуклидов по длине и по линии тока воды, модель перемещения радионуклидов вместе с водой по водоупору, модель перемещения радионуклидов с водосбора с притоком к дрене.

Построение кинетической модели изменения концентраций радионуклидов должно обязательно опираться на анализ предполагаемого механизма процесса и составление его схемы. Схема должна отражать возможные стадии перехода исходного вещества системы - радиоактивного вещества в зону очищению от радионуклидов и учитывать на данном уровне абстрагирования основные характерные черты изучаемого процесса. Очевидно, что чем полнее схема отражает реальный механизм процесса, тем больший круг вопросов можно будет объяснить с помощью полученной математической модели. Любые изменения модели с помощью введения различных поправочных коэффициентов без соответствующего пересмотра исходной схемы предполагаемого механизма, лишают математическую модель ее качественных особенностей, превращая в эмпирическое выражение.

Предположим, что все изменения в системе концентрации радионуклидов - внешняя среда происходят в результате взаимодействия только двух обобщенных кинетических единиц - радиоактивного вещества в почве или снеге Н и снятая концентрация потоком воды :

(1)



где - снятая концентрация потоком воды, Бк/м³;

- характеризует концентрацию радионуклидов в почве или снеге, Бк/м³.

Правая часть схемы (1) отличается от левой тем, что вместо символа появляется символ . В данном случае предполагается, что - это упорядоченное и наоборот, - это разупорядоченное .

Радиоактивные продукты перемещаются в почве либо вместе с частицами - носителями, либо в растворенном виде в результате смыва с поверхности частиц почвы, либо в результате их разрушения. Важнейшим фактором, влияющим на миграцию радионуклидов, является влажность почвы. Они переносятся с током воды при фильтрации через почву, перемещаются движущимися потоками пара, поднимаются по капиллярам к испаряющейся поверхности в ненасыщенной почве, корневой системе растений и далее внутри побегов к листьям, где расходуются на транспирацию.

Рис 1. Схематизация перемещения радионуклидов вместе с водой по водоупору:

- рассматриваемое сечение;- створ границы водораздела;- гипотетическая точка пересечения S-образных депрессионных кривых с осью отсчета 0-0;- поверхность земли; - водоупор; - расстояние от створа осушительного канала до створа границы водораздела;- расстояние от створа 1 до гипотетической точки пересечения S-образных кривых концентраций радионуклидов с осью отсчета 0-0.

Перенос радионуклидов осуществляется силой, пропорциональной разности концентраций радионуклидов на водоразделе и в рассматриваемом сечении, с градиентом /.

Активное живое сечение потока нуклидов принимаем пропорциональным - концентрации нуклидов в почве, т.е. , где - ширина потока. Нуклиды занимают капилляры и поры почвы далеко не все: имеются закрытые, тупиковые поры и капилляры, куда не проникает вода; поры с нерастворившимися радионуклидами; капилляры, куда не попала вода из-за неполного насыщения почвы водой. В большинстве случаев радионуклиды в почве присутствуют в незначительных концентрациях. Масса, например, 1 Ки ⁹⁰Sr сотавляет 7*10^-3 г, 200 пКи/кг почвы ⁹⁰Sr=1,4…10^-12 г/кг почвы. Нуклиды перемещаются не по полным сечениям водных потоков, также движется влага в диапазоне продуктивной влаги, заполняя лишь отдельные капилляры, не перемешиваясь.

В общем случае кривая, характеризующая концентрацию радионуклидов по линии тока воды, является слегка изогнутой. Допускается, что ее можно считать прямой линией. Кривые концентрации, соответствующие разным моментам времени, бесконечно приближаются к оси 0-0 как к своей асимптоте. Ось 0-0 характеризует наивысшую концентрацию радионуклидов .

С некоторым уровнем достоверности можно принять, что кривые концентрации пересекаются в точке 0, расположенной дальше границы водосбора.

Запишем уравнение баланса в дифференциальной форме для сечения 1-1 (рис.1), совместив входное сечение с водоразделом:



(2)

где - коэффициент содержания радионуклидов в почве, м. При постоянном коэффициенте выведения нуклидов за единицу времени будет освобождаться постоянный слой почвы =const

- коэффициент радионуклидопроводности, м²/сут;

- коэффициенты пропорциональности, м/Бк/м³;

- коэффициент, характеризующий форму кривой концентрации в пространстве.

Коэффициент находится из пропорции

1/сут Бк/м³,

(3)

При постоянном коэффициенте содержания радионуклидов, изменение слоя снятой концентрации потоком воды будет равно изменению оставшейся концентрации за тот же промежуток времени, т.е.:

(4)



Таким образом, уравнения (3 и 4) описывают взаимодействие двух компонентов системы и . Заменив временную координату пространственной вдоль линии тока воды , получим:

(5)

Интегрируя уравнение (5) при начальных значениях , получаем:

(6)

Полученное выражение (6), описывающее закон снижения концентрации радионуклидов по уклону склона, дает кинетические кривые, близкие по форме S-образным кривым.

В ранее рассмотренной схеме переноса (1) не учитывается факт торможения процесса его продуктами.

Как показывают ранее проведенные исследования разных природных явлений, сопротивление, торможение процессам оказывают продукты этих процессов, при-

чем скорость торможения процесса прямопропорциональна квадрату количества продукта. Для процесса переноса радионуклидов торможением является выпадение радионуклидов из потока и переход их в неподвижное состояние.

Отражая эту особенность взаимодействия двух кинетических единиц - насыщенная радионуклидами почва и снятая концентрация, схему механизма процесса необходимо изменить следующим образом:



(7)

Если то (8)

Согласно схеме (8), конечный результат процесса переноса - снятая концентрация - снова принимает участие в процессе, но теперь в качестве исходного элемента. Схема (8) учитывает, что в процессе переноса радионуклидов по водоупору одновременно с ростом снятой концентрации происходит уменьшение снятой концентрации радионуклидов. При этом рассматривается такой случай, когда бывшая часть снятой концентрации, отнятая от нее при подъеме концентрации радионуклидов, присовокупляется к концентрации насыщенной радионуклидами почве и в дальнейшем ничем не отличается от исходного вещества - насыщенной радионуклидами почвы.

Скорость снижения радионуклидов по схеме (8) описывается уравнением:

(9)

где - оставшаяся концентрация радионуклидов;

- снятая концентрация радионуклидов;

- константы скорости снижения и возврата радионуклидов, 1/м Бк/м³

- характеризует скорость выпадения радионуклидов из движущегося потока воды.

Из условия равновесия можно найти выражение для равновесной величины снятой концентрации радионуклидов потоком воды : откуда вытекает, что



(10)

С учетом этого уравнения получим:

Таким образом, равновесная величина снятой концентрации радионуклидов зависит от предельной величины переноса радионуклидов, считая от водораздела до промежуточной зоны содержания радионуклидов в данном створе и соотношения констант скоростей процесса.

Выражение показывает, какая доля от исходной концентрации системы может перейти в категорию «снятая концентрация» при данных условиях. Назовем выражение коэффициентом полноты снятой концентрации. Предельная величина снятой концентрации радионуклидов , очевидно, возможна лишь когда, и Решив уравнение, получим:

.

Построенная модель изменения радиоактивного загрязнения в пространстве применима для прогнозирования хода очищения территорий от радионуклидов, расчета мероприятий по ускорению поверхностного и грунтового стока.

Установим характер связи величины концентрации насыщенной радионуклидами почвы и снятой концентрации. Скорость убыли концентрации радионуклидов, согласно схеме (8) равна:

(11)

Разделим уравнение (11) на уравнение (9):

После интегрирования получаем:

(12)

где и - максимальная концентрация, и снятая концентрация в начальный момент переноса.

Из уравнения (12) следует, что зависимость мощности насыщенной радионуклидами почвы от мощности снятой концентрации является линейной. Если схема (8) соответствует действительности, то любое изменение величины насыщенной радионуклидами почвы сопровождается эквивалентным изменением величины снятой концентрации и наоборот.

Зависимость имеет экстремальный характер.

Решив уравнение (9) при начальных значениях и , получим аналитическое выражение S-образных кинетических кривых снижения концентрации радионуклидов:



(13)

С учетом выражения (10) зависимость (13) представим в виде:

(14)

Согласно уравнению (13)

(15)

где - снятая концентрация в конце периода.

Отметим, что в основе данной математической модели лежит предположение, что на протяжении всей длины снижения концентрации радионуклидов по склону коэффициент содержания радионуклидов остается постоянным (), что дает основание рассматривать сложную цепь превращений сплошного переноса радионуклидов в зону промежуточного содержания радионуклидов разной степени упорядоченности и далее в зону снятой концентрации радионуклидов лишь как взаимодействие только двух кинетических единиц - насыщенной радионуклидами почвы и снятой концентрации.

При практическом использовании уравнений (13) и (14) в качестве начальной мощности снятой концентрации следует рассматривать то значение , которое установилась в системе к концу инерционного периода. Соответственно с момента окончания инерционного периода необходимо производить отсчет времени или расстояния снижения концентрации радионуклидов.

Путем преобразований можно получить:

(16)

Если поддерживать интервал по длине в уравнении (19) постоянным, то зависимость представляет собой прямую линию.

Рис.2. Зависимость



На оси абсцисс прямая отсекает отрезок, численно равный, на оси ординат-отрезок, равный . Зная величину можно найти значение параметра:

,1/м (17)

Точность этого метода определяется только точностью графических построений и не зависит от величины постоянного на протяжении всего эксперимента интервала по длине времени.

Построенная кинетическая модель описывает природный процесс изменения уровня радиации за счет стекания воды по водоупору и обратного процесса выпадения радионуклидов из потока, происходящего на естественном водосборе. При устройстве на водосборе дренажа к вышеперечисленным причинам изменения радиации добавится снижение радиации под влиянием дренажа. Полное дифференциальное уравнение в этом случае имеет вид:

(18)

где - скорость изменения концентрации радионуклидов за счет притока к дрене из области, лежащей выше уровня заложения дрены;

- общие сопротивления, учитывающие несовершенство дрен по степени и характеру вскрытия пласта;

- глубина заложения дрены относительно общей оси отсчета 0-0.

Найдем выражение для логарифмической скорости изменения уровня:



(19)

или после преобразований:

.

Прямая, построенная в координатах и, отсекает на оси ординат отрезок:

Рис.3. Схематизация перемещения радионуклидов с водосбора с притоком к каналу:

- створ осушительного канала; - створ границы водораздела;- гипотетическая точка пересечения S-образных кривых концентраций радионуклидов с осью отсчета0-0; - поверхность земли;- водоупор.

а на оси абсцисс отрезок:



(20)

(21)

Интегрирование дифференциального уравнения дает следующее аналитическое выражение для описания изменения уровня грунтовых вод с учетом влияния дрены. Если известны параметры обобщенной кинетики, и , то, используя уравнение (7), можно предсказать изменение уровня радиации в точке пространства.

Для доказательства правильности основных положений модели необходимо показать возможность линеаризации полученных по экспериментальным данным S-образных кинетических кривых при представлении результатов в виде зависимости:

Модель проверялась по данным, полученным нами в ходе полевых работ в сентябре 2005 года на осушительной системе бывшего колхоза Комсомолец, населенные пункты: Горка, Колодезский, Грива - Новозыбковского района Брянской области. В створе №6 (рис.4) на распределение радионуклидов сказывается влияние 3-х каналов. Участок IV подвержен влиянию нижнего центрального канала и для него 1/м

 

мкР/ч,

мкР/ч,

мкР/ч,

мкР/ч,

Рис. 4 Влияние осушительных каналов на распределение радиации

по территории в створе №6

На участке III влияние оказывают два канала, расположенных ниже по направлению стока 1/м, т.е. скоростной коэффициент здесь выше, чем в предыдущем случае.

На участке II оказывают влияние три канала и скоростной коэффициент здесь еще выше 1/м, хотя и незначительно, поскольку участок расположен на противотоке воды по отношению к верхнему каналу.

Самый высокий скоростной коэффициент оказался на участке I 1/м, здесь влияют три канала и влияние совпадает с общим направлением стока воды.

Шестая глава посвящена практическим расчетам и рекомендациям по регулированию содержания радионуклидов по территории.

В разделе дан расчет расстояний между каналами, обеспечивающих заданную интенсивность снижения концентрации радионуклидов.

Вынос радионуклидов с горизонтальным потоком воды отмечен многими исследованиями. Наши наблюдения на полигонах в н.п. Красная Гора, Новозыбков, Злынка также показывают, что на любом естественном водосборе радионуклиды выносятся с поверхностным стоком, и на осушенной территории этот процесс проходит быстрее. Открытые каналы способствуют ускорению стока, а значит и ускоряется вынос радионуклидов.

По материалам полевых исследований получили пространственную кривую изменения мощности экспозиционной дозы с параметрами: мкР/ч, мкР/ч; 1/м

(22)

Таблица 1. Расчеты пространственной экспериментальной кривой изменения мощности экспозиционной дозы

, м		, мкР/ч
10	0,748	135,44
20	0,559	144,46
30	0,419	152,03
40	0,313	158,17
50	0,235	163,2
60	0,176	167,13
70	0,131	170,1
80	0,098	172,6
90	0,074	174,2
100	0,06	175,4
110	0,04	176,8
120	0,031	177,5
130	0,023	178,2

Возьмем точку на кривой на расстоянии 30 м от начала координат, значит: мкР/ч. Пусть анализ наблюдений в данной скважине за изменением радионуклидов во времени показал, что мкР/ч; год. Найдем через 2 года:



(26)

где - значение по временной кривой через 2 суток в точке, отстоящей от начала координат на 30 м.

Зная через 2 года, построим пространственные депрессионные кривые, соответствующие разным моментам времени (рис.5):

Параметры кривых рис.5:

мкР/ч; 1/м; м.

1. мкР/ч; 5. мкР/ч;

2. мкР/ч; 6. мкР/ч;

3. мкР/ч; 7. мкР/ч;

4. мкР/ч; 8. мкР/ч.

Рис.5. Размещение каналов, ускоряющих сток воды и радионуклидов на водосборной площади.



Если известен скоростной коэффициент пространственных кривых, то достаточно иметь наблюдения по двум точкам, чтобы определить параметры пространственных кривых Z; Z.

Рассчитаем временную кривую точки (табл. 2, 3, 4)

мкР/ч; мкР/ч

За 14 лет от начала снижения уровень понизился на 9,91 мЗв или 113,13 мкР/ч, осталось 36 мкР/ч или 2,3 мЗв/год. Для ускорения снижения уровня строим в точке канал.

Увеличиваем скоростной коэффициент в два раза, т.е. сут.:

мкР/ч;

мкР/ч,

Где 35 мкР/ч увеличение стационарной мощной экспозиционной дозы после строительства каналов в точке профиля с координатой 30м.

Таблица 2. Расчеты временной кривой изменения мощности экспозиционной дозы, без строительства канала в точке профиля с координатой 30 м, (рис. 5)

, год	, мкР/ч	, мкР/ч
0	27,97
2	45,65	17,68
4	68,4	22,75
6	92,1	23,7
8	113,3	21,2
10	125,6	12,34
12	131,1	10,46
14	141,1	5

Таблица 3. Расчеты временной кривой изменения мощности экспозиционной дозы после строительства канала в точке профиля с координатой 30 м, (рис. 5)

, год	, мкР/ч	, мкР/ч
0	27,97
2	72,6	44,63
4	129,5	56,9
6	161	31,5
8	174	13
10	177,4	3,4
12	178,3	0,5
14	178,6	0,3

За 14 лет от начала снижения уровень понизился на 13,2 мЗв или 150,63 мкР/ч. Строим в точке второй канал /сут.;

мкР/ч;

мкР/ч

Таблица 4. Расчеты временной кривой изменения мощности экспозиционной дозы, после строительства канала в точке профиля с координатой 70 м, (рис. 5)

, год	, мкР/ч	, мкР/ч
0	9,5
2	36,3	26,8
4	94,8	58,5
6	152,7	57,9
8	173,3	20,6
10	178,6	5,3
12	179,8	1,2
14	180,1	0,3



За 14 лет от начала снижения уровень понизился на 14,9 мЗв или 170,6 мкР/ч, осталось 9,5 мкР/ч или 0,8 м³ в/год. Таким путем можно проанализировать необходимость устройства каналов по всему склону.

В практике мелиоративного строительства нормативный срок окупаемости капитальных вложений принимается 10 лет. Обычно этот срок выполняется даже на землях осушаемых дорогостоящим закрытым дренажем. Исходя из нормативных коэффициентов эффективности капиталовложений в мелиорацию земель, срок окупаемости не должен превышать для хозяйств овощемолочной специализации 8,3 года. Для разреженной сети неглубоких (0,7 м) открытых собирателей в сочетании с агромелиоративными мероприятиями срок окупаемости можно принимать 5 лет.

Экономическая эффективность защитных мероприятий выполнена для н.п. ст. Бобовичи Новозыбковского района Брянской области. Плотность загрязнения с/х угодий 1044кБк/м², населенного пункта -842кБк/м², число жителей 1057чел., площадь населенного пункта 140га, почвы супесчаные.

Площадь земель, используемых для сельскохозяйственного производства, составляет:

- пастбища 82 га, стоимость строительства 1 148 000 руб.

- сенокосы 82 га, стоимость строительства 861 000 руб.

- пахотные земли для картофеля 26,1 га, стоимость строительства руб.

Общие капиталовложения для строительства систем, ускоряющих поверхностный сток на землях, приносящих чистую прибыль от производимой сельскохозяйственной продукции, составит: руб.

При сроке окупаемости 5 лет годовой чистый доход равен:

руб.

Согласно нормам радиационной безопасности НРБ-99 для обоснования расходов на радиационную защиту принимается, что облучение в эффективной коллективной дозе в 1чел.-Зв приводит к потенциальному ущербу, равному потере 1 чел.-года жизни населения. Величина денежного эквивалента потери 1 чел.-года жизни населения устанавливается в размере не менее 1 годового душевого национального дохода. Средний душевой доход составил в 2006 году - 120 000 руб.

Эквивалентная стоимость предотвращенного за год облучения в 0,738 чел.-Зв составит руб.

Окупаемость общих затрат на строительство инженерных систем, снижающих радиоактивное загрязнение местности на 50 кБк/м², составит:

лет

Полученная окупаемость в 7 лет соответствует нормативной окупаемости в целом по народному хозяйству - 7,1 года.

Необходимо отметить, что в данном примере принимались показатели по интенсивности отвода радионуклидов осушительной сетью, урожайности картофеля, многолетних трав, по годовым надоям молока и др. близкие к средним показателям.

Закон «О радиационной безопасности населения», принятый в 1996г предписывает ограничение облучения населения 1 мЗв в год.

Сельское население проводит на открытой местности большую часть времени суток. Жилые дома, в основном, являются одноэтажными и менее защищенными, чем городские дома. Доза внешнего облучения является для сельских жителей преобладающей. Предлагаемые инженерные мероприятия по ускорению поверхностного стока направлены, прежде всего, на снижение дозы внешнего облучения. Особенно необходимы мероприятия ускоряющие сток на приводораздельных площадях, где преобладают небольшие уклоны, много замкнутых понижений и у подножия склонов, где уклоны снова уменьшаются.

На территориях с густой гидрографической сетью талые воды весной и ливневые воды летом беспрепятственно стекают в балки, овраги, реки и как показали наши многочисленные полевые обследования, уносят с собой радионуклиды так, что радиационный фон вдоль склона снижается по сравнению с водоразделом в несколько раз.

Примем, что благодаря самоочищающей способности естественных нерегулируемых водных потоков по данным полевых измерений радиоактивность снижается на 40 кБк/м² в год.

Находим общую индивидуальную дозу снижения внутреннего облучения от самоочищающей способности водных потоков: мЗв/год

Общая индивидуальная доза снижения внешнего облучения от самоочищающей способности водных потоков в размере 40 кБк/м²=10,8 мкР/ч.

мЗв/год,

мЗв/год.

Снижение индивидуальной дозы облучения от самоочищающей способности водных потоков и в результате строительства систем ускорения поверхностного стока составит: мЗв/год.

На начало рассматриваемого периода доза внутреннего облучения, составит при плотности загрязнения сельхозугодий 1044 кБк/м²: мЗв/год.

Доза внешнего облучения на начало рассматриваемого периода, составит:



мЗв/год,

мЗв/год.

Находим, через сколько лет доза населения не будет превышать 1 мЗв/год.

года.

Защитные реабилитационные мероприятия проводятся на территориях, где отсутствует длительное наблюдение за уровнями радиации, поэтому невозможно определить значение параметров , , , + расчетной обеспеченности, необходимые для расчета открытых собирателей сразу для всей площади реабилитации.

Целесообразно работу проводить в несколько этапов: сначала, на основе предпроектных изысканий, включающих обязательное наблюдение по створам за уровнями радиации в течение 1…2 - лет, проектируется разреженная сеть собирателей,

трассируя их поперек направления потока. По данному проекту выполняется строительство, и проводятся в дальнейшем 2…3 года производственные исследования работы сети каналов, ускоряющих поверхностный сток, в ходе которых по изложенной выше методике определяются скорости изменения уровня радиации, отдельные составляющие баланса радионуклидов и намечаются площади, где необходимо усилить осушение и дополнить сеть собирателей.

Затем выполняется второй этап проектирования, строительства и производственных исследований, затем третий и т.д.

Постепенное дорабатывание, совершенствование водоотводной системы позволяет избежать перерасхода средств, точнее «нащупать» вариант системы оптимального регулирования цезиевого и водного режимов. Поэтапная технология строительства, совершенствования и реконструкции проводящей и регулирующей сети представляет повышенные требования к проектным и эксплутационным организациям, к проведению предпроектных изысканий и производственным исследованиям в процессе эксплуатации.



ОСНОВНЫЕ РЕЗУЛЬТАТЫ И ВЫВОДЫ ПО ДИССЕРТАЦИИ

1) Изучив распространение радионуклидов по территории в почвах наиболее загрязненных юго-западных районов Брянской области, в полевых условиях можно сделать заключение, что в верхнем 10 см слое почвы содержится 90-95 % радионуклидов, что свидетельствует о медленном переносе радионуклидов по вертикали в глубь профиля почвы.

2) Полевые исследования за ряд лет убедительно показывают высокую интенсивность горизонтального переноса радионуклидов с потоком поверхностных и внутрипочвенных вод, т.е. не только за счет водной эрозии, но и вымыва растворимых радионуклидов внутрипочвенным стоком. На коротких участках 40 - 60 - 80 м по линии тока на склонах концентрация радионуклидов снижается до 80 % по сравнению с водоразделом.

3) Приведены результаты анализов экспериментальных исследований по радиационному фону водосбороов и по концентрации радионуклидов в почве. Все створы проанализированы по изменению уклона (выпуклые, вогнутые, S-образные, горизонтальные). Даже незначительное изменение уклона с крутого на более пологий вызывает накопление радионуклидов. Распределение нуклидов связано с формой водосбора (рассеивающая, средне рассеивающая, прямая, собирательная, частично рассеивающая, частично собирательная), с формой профиля и с экспозицией. Особенно велико накопление в замкнутых и слабопроточных понижениях.

4) Измерения радиационного фона и концентрации радионуклидов на осушительных системах повсеместно показывают значительное влияние систем, ускоряющих поверхностный, внутрипочвенный и грунтовый сток на перераспределение радионуклидов по территории и снижение их концентраций. Графики изменения радиации по линии, перпендикулярной осушительным каналам, аналогичны по форме депрессионным кривым поверхности грунтовых вод на межканальных участках.

5) Проведены натурные исследования по створам в разные периоды года для детального определения радиоактивного загрязнения территории.

6) Впервые получено дифференциальное уравнение, отражающее уменьшение интенсивности снижения концентрации радионуклидов вниз по склону за счет стекания по водоупору и возрастание интенсивности обратного выпадения радионуклидов из потока (торможения процесса), следствием чего является подтвержденный экспериментами экстремальный характер зависимости общей интенсивности снижения концентрации вниз по склону, а также S- образный характер кинетической кривой накопления снятой концентрации по длине склона.

7) Впервые построена модель изменения концентрации радионуклидов с учетом их оттока в каналы и в дренаж, позволяющая рассчитывать месторасположение дренажа в пространстве на основе четких, точно определяемых по наблюдениям в натурных условиях обобщенных констант , , +. Новый характер параметров и структуры моделей вносит коренные изменения в состав предпроектных изысканий, порядок проектирования и строительства осушительной сети.

8) Предлагаемые инженерные мероприятия по ускорению поверхностного стока направлены, прежде всего, на снижение дозы внешнего облучения. Особенно необходимы мероприятия, ускоряющие сток на приводораздельных площадях, где преобладают небольшие уклоны, много замкнутых понижений и у подножия склонов, где уклоны снова уменьшаются.

На территориях с густой гидрографической сетью талые воды весной и ливневые воды летом беспрепятственно стекают в балки, овраги, реки и, как показали наши многочисленные полевые обследования, уносят с собой радионуклиды так, что радиационный фон вдоль склона снижается по сравнению с водоразделом в несколько раз.

Открытые каналы способствуют ускорению стока, значит, и ускоряют вынос радионуклидов.

Рекомендации производству

1. Предлагается использовать обнаруженные закономерности распределения радионуклидов на склонах при размещении полей севооборотов с интенсивными культурами, пастбищ, сенокосов и др. Предлагаемые методы расчета помогут уточнить границы этих полей.

2. Рекомендуется работы по дезактивации водосборных площадей и охране водных объектов производить поэтапно. На каждом этапе выполняется проектирование, строительство, производственное исследование работы реабилитационных сооружений по моделям кинетики и на следующем этапе добавляются новые элементы системы, совершенствующие ее.

3. Предложен комплекс строительных систем реабилитации водных объектов, приемов и методов, ослабляющих или полностью освобождающих от воздействия радионуклидов: мероприятия, ускоряющие поверхностный, внутрипочвенный и грунтовый сток (открытые и закрытые собиратели, искусственные ложбины, кротование, глубокая вспашка и пр. в сочетании с собирателями; организация поверхностного стока путем планировки поверхности земли; открытые и закрытые осушители, глубокие ловчие каналы, нагорные каналы); применение специальных приемов обработки почвы; устройство поглотительных колодцев с цеолитовыми кассетами. 4. Дальнейшие исследования должны выявить целесообразный уровень воздействия реабилитационных мероприятий, при котором достигается оптимальная скорость дезактивации водосборов.



ОСНОВНЫЕ ПОЛОЖЕНИЯ ДИССЕРТАЦИИ ИЗЛОЖЕНЫ В СЛЕДУЮЩИХ РАБОТАХ: ИЗДАНИЯ, РЕКОМЕНДУЕМЫЕ ВАК

1. Байдакова Е.В.Моделирование процесса распределения цезия-137 по территории. В журнале: Вестник РУДН серия экология и БЖД. №4 2008г-с128-133.

Материалы международных, межвузовских, научно-практических конференций и другие издания.

2. Байдакова Е.В.Ляхова Л.А., Экологическая оптимизация ландшафта поймы реки Беседь./В сборнике: Актуальные проблемы экологии на рубеже третьего тысячелетия и пути их решения. Часть вторая. Материалы Международной научно-практической конференции. - Брянск, 1999. - С. 635-637

3. Байдакова Е.В., Василенков В.Ф. К построению модели переноса радионуклидов по территории. / В сборнике: Проблемы природообустройства и экологической безопасности. Материалы XV межвузовской научно-практической конференции - Брянская ГСХА, 2002 -С.10-13

4. Байдакова Е.В., Василенков В.Ф., Василенков С.В. Способ реабилитации радиоактивно загрязненных водосборов прудов. / В сборнике: Проблемы природообустройства и экологической безопасности. Материалы XVI межвузовской научно-практической конференции - Брянская ГСХА, 2003 -С.13-14

5. Отчет о научно исследовательской работе по федеральной целевой программе «Социальное развитие села до 2010 года» на тему: «Проведение научных исследований по реабилитации водных объектов в сельской местности инженерными средствами в зоне радиоактивного загрязнения».№ гос. регистрации 0120.0601161, инв.номер №0220.0600264. Брянск БГСХА, 2005г., 161с.

6. Байдакова Е.В. Влияние мелиоративных систем на горизонтальную миграцию радионуклидов. / В сборнике: Конструирование, использование и надежность машин сельскохозяйственного назначения. Материалы XIX межвузовской научно-практической конференции - Брянская ГСХА, 2006

7. Байдакова Е.В. Результаты экспериментальных исследований радиации на юго-западе Брянской области. / В сборнике: Конструирование, использование и надежность машин сельскохозяйственного назначения. Материалы XIX межвузовской научно-практической конференции - Брянская ГСХА, 2006 -С.82-84

8. Байдакова Е.В., Василенков В.Ф. Методы расчетов влияния сельскохозяйственного дренажа на распределение радионуклидов по территории. / В сборнике: Проблемы экологической безопасности и природопользования. Выпуск 7. Материалы международной научно-практической конференции - М.: «Норма», МАЭБП, 2006 -С.323-326

9. Байдакова Е.В., Василенков В.Ф., Василенков С.В. Рекомендации к расчету, экономической эффективности инженерных мероприятий по снижению доз радиоактивного облучения населения. Брянск. Издательство Брянской ГСХА, 2007г - 24с.

10. Байдакова Е.В., Василенков В.Ф. Рекомендации по размещению открытых собирателей снижающих радиоактивное загрязнение. / В сборнике: Проблемы энергетики, природопользования, экологии. Материалы научно практической конфе ренции. Брянск: изд. Брянской ГСХА, 2007.-С.75-80.

11. Байдакова Е.В. Методика экспериментальных исследований распределения радионуклидов по территории. / В сборнике: Проблемы энергетики, природопользования, экологии. Материалы научно - технической конференции. Брянск: изд. Брянской ГСХА, 2008.-С.3-6.

12. Байдакова Е.В. Анализ экспериментальных исследований по концентрации радионуклидов в почве. / В сборнике: Проблемы энергетики, природопользования, экологии. Материалы научно - технической конференции. Брянск: изд. Брянской ГСХА, 2009.-С.3-5.

Размещено на Allbest.ru