Министерство образования и науки РФ

Федеральное государственное бюджетное образовательное учреждение высшего профессионального образования

«Белгородский государственный технологический университет

им. В.Г. Шухова»

Институт строительного материаловедения и техносферной безопасности

Кафедра безопасности жизнедеятельности

Специальность 280102 «Безопасность технологических процессов и производств»

Курсовая работа

по дисциплине «Мониторинг промышленной безопасности»

на тему:

«Установление нормативов сбросов радионуклидов»

Выполнил: студент группы БЖ_41 Бакулина Маргарита

Руководитель: профессор, д.т.н. Лопанов А.Н.

Белгород 2011

Оглавление

Введение 2

1. Теоретическая часть 3

1.1. Моделирование процессов миграции радионуклидов в экосистеме водоема 3

1.2. Продольный перенос радионуклидов речным потоком 24

2 . Расчетная часть 29

Заключение 32

Библиографический список 34

Введение

Разработка нормативов допустимых сбросов радионуклидов в водоемы предназначена для установления значений нормативов допустимого сброса (ДС) радиоактивных веществ в поверхностные водные объекты при нормальной эксплуатации объектов использования атомной энергии (далее – ОИАЭ).

Соблюдение значений ДС обеспечивает соблюдение требований радиационной безопасности населения и окружающей среды.

Основной целью разработки нормативов является предотвращение загрязнения

радионуклидами окружающей природной среды и ограничение облучения населения Российской Федерации при использовании атомной энергии ниже установленных Федеральными нормами и правилами дозовых пределов. Облучение населения за счет жидких сбросов радиационного объекта ограничивается путем обеспечения защиты и безопасности источников излучения, контроля технологических процессов и ограничения

сброса радионуклидов в водные объекты, а также другими мероприятиями на всех этапах жизненного цикла радиационного объекта.

Величина допустимого сброса является эксплуатационным нормативом и регламентирует нормальную работу ОИАЭ.

Наряду с определением допустимого сброса радиоактивных веществ в поверхностные пресноводные объекты, Методика применима и для регламентирования сбросов радионуклидов в прибрежные морские водоемы.

1. Теоретическая часть

   1. Моделирование процессов миграции радионуклидов в экосистеме водоема

При разработке модели распространения радиоактивного загрязни­теля в экосистеме водоема-охладителя встает очень важный и принципиальный вопрос: каким должен быть уровень моделирования про­цессов транспорта и накопления радионуклидов в компонентах водоема, т. е. каким образом надо "расчленить" экосистему водоема на подсистемы, как учесть в модели связи между подсистемами, чтобы модель адекватно отображала реальные процессы в водоеме и удовлетворяла поставленным целям моделирования. [Этот вопрос важен и при моделировании миграции радиоактивного загрязнителя в наземных экосистемах, но, поскольку в моделях наземных экосистем можно исключить из рассмотрения ее отдельные составляющие, например, зооценоз (в зависимости от целей моделирования), вопрос об уровне моделиро­вания решается проще.

Из-за существенно более сильной взаимосвязи компонентов биоценоза водоема между собой и с биотопом "отбрасы­вать" какие-либо компоненты нельзя.] Очевидно, что, так же как при моделировании процесса переноса и накопления радионуклидов в наземных экосистемах, построения модели миграции радионуклидов в водоеме-охладителе на популяционном уровне вполне достаточно, чтобы удовлетворить любым целям моделирования. Популяция — своеобразная единица экологического масштабирования то ответ о переда­че радионуклидов от одной популяции к другой и накоплении радионуклидов в каждой популяции позволяет определить не только эффект воздействия радиоактивного загрязнителя на популяцию, но и на чело­века, "контактирующего" с данной популяцией. Естественно, что популяции в водоеме взаимодействуют с его абиотическими составляющими, поэтому в модели, построенной на популяционном уровне, должны присутствовать и эти компоненты.

Исходя из концепции модели на популяционном уровне в экосистеме водоема-охладителя, необходимо определить виды гидробионтов, составляющих гидроценоз водоема, определить структуру трофических взаимодействий между популяциями этих видов, структуру взаимодей­ствия популяций с абиотическими компонентами и внешними составляющими биосферы.

Общий подход к такому построению модели заключается в выделении в гидробиогеоценозе водоема функционально однородных групп гидробионтов, описывающих структуру трофических связей. Это известные группы (рис.1):

автотрофы (процедуры) - хлорофиллоносные организмы растений (фитопланктон, водоросли, высшая водная растительность);

гетеротрофы (консументы) - организмы, питающиеся организмами растений или консументами более низкого уровня (хищники);

сапрофиты (деструкторы) — организмы (бактерии, грибки), разлагающие останки продуцентов и консументов при употреблении их в пищу.

 

Рис.1. Схема миграции радионуклидов в звеньях трофической цепи водоема-охладителя:

1 - продуценты; 2 - травоядные; 3 - консументы 1-го порядка; N - консументы i-го порядка; D - деструкторы; Б - биогены; N + 1 - индекс трофического уровня.

Эти группы, взаимодействуя с абиотическими компонентами, дру­гими (сторонними) компонентами биосферы, потребляя энергию из­вне (солнечная энергия, биогенные элементы, поступающие в водоем из прибрежной зоны), определяют общую структуру экосистемы лю­бого водоема и ее функционирование. Для конкретного водоема необходимо детализировать каждую из групп до уровня популяций. Это задача решаемая.

Однако параметризация такой модели, т. е. опреде­ление параметров взаимосвязи популяций, - задача крайне сложная, а при отмеченных выше поступлениях и уровнях содержания радио­нуклидов в компонентах водоема практически нерешаемая: не уда­ется определить активность радионуклидов в каждой из популяций из-за ее малости. В то же время для решения задач санитарно-гигиенической охраны водоема модель транспорта радионуклидов в нем на популяционном уровне в определенном смысле избыточна: решать задачу санитарно-гигиенической охраны водоема можно, укрупнив структуру модели до уровня, определяющего передачу радионукли­дов из водоема-охладителя АЭС человеку. Естественным образом ре­дуцирование популяционной модели можно сделать, если представить ее подсистемы на уровне гильдий, т. е. совокупности видов, близких в функциональном отношении. Еще проще эта же задача (но, может быть, не в полном объеме) решается на уровне трехкамерной модели, в которой биологическая составляющая из-за сравнительной непродол­жительности своего существования рассматривается как транзитное звено модели.

Структурная схема модели, построенной на уровне гильдий, показана на рис.2. Балансовые соотношения для описания динамики накоп­ления радионуклидов в блоках этой модели в общем случае записываются в виде

,  (1)

 

Рис.2. Структурная схема модели миграции радиоактивного загрязнителя в экосистеме водоема-охладителя (на гильдиевом уровне):

1 — фитопланктон; 2 — зоопланктон; 3 — микрозообентос; 4 — макрофиты;

5 - моллюски; 6 - ракообразные; 7 - взвеси; 8 - земноводные; 9 – рыбы

где A_ij(t) — накопленная ко времени t активность j-го радионуклида в i-м компоненте экосистемы водоема-охладителя (в i-м блоке модели); q_lij(t) и q_nij(t) - обменные потоки активности j-го радионуклида между l-м и i-м и между i-м и n-м компонентами экосистемы (бло­ками модели); f_ij(t) — внешние поступления j-го радионуклида в i-й компонент; р_ij(t) — безвозвратные потери (стоки) j-го радионукли­да из i-го блока (компонента экосистемы); k — число компонентов, "вносящих" j-й радионуклид в i-й компонент; m - число компонен­тов экосистемы, в которые "вносятся" радионуклиды из i-го компонента. Дополненная начальными условиями система уравнений (1) опишет динамику радионуклидов в каждом из блоков структурной схемы, показанной на рис. V.13, и может послужить для прогноза радиационного состояния водоема-охладителя, его экосистемы при дли­тельной эксплуатации АЭС. Привлекая далее связи, определяющие радиационное воздействие водоема (его компонентов) на человека, модель позволит оценить дозу этого воздействия. Эта же модель может послужить основой ряда блоков модели управле­ния радиационным состоянием системы АЭС — водоем-охладитель.

Однако "оживить" эту модель сегодня, т. е. использовать ее сегодня для прогноза или описания динамики радиоактивного загряз­нителя в водоеме, к сожалению, нельзя: недостает необходимой ин­формации. Анализ и определение структуры отдельных членов систе­мы (1), определение числовых значений параметров этой системы — одна из основных задач исследований, проводимых на водоеме-охла­дителе Игналинской АЭС в рамках радиационного экологического мониторинга.

Рис.3. Структурная схема редуци­рованной модели миграции радиоактив­ного загрязнения в водоеме-охладителе АЭС (см. обозначения в тексте)

Имеющиеся сейчас экспериментальные данные о поведении радио­нуклидов в водоемах-охладителях действующих АЭС позволяют реа­лизовать модель, удовлетворяющую требованиям санитарно-гигиенического принципа защиты человека от радиационных воздействий, и использовать ее как для оценок радиационных воздействий, так и нормирования радиоактивных по­ступлений с АЭС в водоем-охладитель. Для этого общую схему мигра­ции радионуклидов в компонентах водоема-охладителя (см. рис.2) следует редуцировать, но так, чтобы, с одной стороны, сохранить те компоненты водоема, которые участвуют в формировании дозовой нагрузки на человека, а с другой стороны, не оставить те из компо­нентов, конкретная (количественная) роль которых в переносе радионуклидов пока не определена.

С учетом сказанного следует выбрать для модели следующие ком­поненты экосистемы водоема-охладителя:

вода водоема-охладителя (компонент экосистемы, в который не­посредственно поступает радиоактивный загрязнитель с АЭС, он же обеспечивает перенос и распределение загрязнителя по всей аквато­рии водоема, а также сток радиоактивного загрязнителя из водоема за счет контакта со сторонними водными системами; компонент, пе­редающий радионуклиды другим компонентам экосистемы водоема-охладителя и непосредственно участвующий в формировании дозовой нагрузки на человека);

гидробионты (компонент экосистемы, активно участвующий в круговороте веществ, обеспечивающий биологическую дезактивацию воды водоема-охладителя и непосредственно участвующий в формировании дозовой нагрузки на человека);

донные отложения (место депонирования радиоактивного загрязнителя).

Таким образом, редукция более общей схемы модели до трехблоч­ной вода — гидробионты — донные отложения не есть результат чисто волевых или чисто вынужденных (из-за отсутствия необходимой ин­формации) усилий, предпринимаемых для упрощения модели, а ре­зультат системного подхода к рассматриваемой задаче, основанного на общих закономерностях переноса и накопления радиоактивного загрязнителя в водоеме. Сказанное основывается на следующих ре­зультатах анализа конкретных фактов, наблюдаемых на водоемах-охладителях АЭС:

1.      Процесс перераспределения поступивших в воду водоема радио­нуклидов по абиотическим и биотическим компонентам экосистемы и связь их с внешними объектами определяются действующими гид­рологическими и биохимическими факторами.

2.      В любой момент времени активность радионуклидов в биоло­гических компонентах водоема-охладителя много меньше, чем в аби­отических.

3.      Активность радионуклидов в биотических компонентах одно­значно связана с активностью радионуклидов в абиотических компо­нентах, причем абиотический компонент "донные отложения" - глав­ный хранитель радиоактивного загрязнителя в водоеме-охладителе.

Учитывая обоснованную сказанным допустимость редукции общей схемы миграциии загрязнителя в водоеме, приходим к схеме мигра­ции, показанной на рис.3: В - вода водоема-охладителя (водный ре­зервуар радионуклидов); Г - гидробионты (биотический резервуар); Д — донные отложения (донный резервуар); q — потоки радиоактив­ного загрязнителя в трехблочной системе В—Г—Д: q_ПВ — внешние по­ступления радиоактивного загрязнителя в воду водоема-охладителя (источники); q_ВС, q_ГС, q_ДС — необратимые потери загрязнителя (сто­ки) из водного, биотического и донного резервуаров; q_ГВ - потребление загрязнителя гидробионтами из водного резервуара; q_ГД - поступление загрязнителя из биотического резервуара в донный за счет отмирания гидробионтов и их выделений; q_ДГ — потребление загряз­нителя гидробионтами из донного резервуара; q^*_ВД - поступление ра­диоактивного загрязнителя из водного резервуара в донный за счет осаждения минеральных взвесей и при фильтрации; q’_ВД   - то же за счет сорбции растворенной части загрязнителя донными отложения­ми; q’_ДВ   — процесс, обратный предыдущему; q”_ВД - осаждение взму­ченных донных отложений обратно на дно; q”_ДВ — обратный преды­дущему процесс.

Система уравнений, соответствующая принятой схеме модели миг­рации радиоактивного загрязнителя в водоеме-охладителе, имеет вид (для упрощения записана для одного j-го радионуклида):

(2)

где A_В(t), A_Г(t), A_Д(t) - активность радиоактивного загрязнителя (j-го радионуклида) в воде, гидробионтах и донных отложениях со­ответственно; λ — постоянная распада j-го радионуклида. Начальные условия для системы (2): A_В (0) = 0, A_Г (0) = 0 и A_Д (0) = 0 или, ес­ли j-й радионуклид с АЭС идентичен глобальному, то A_i (i = В, Г, Д) при t = 0 равны А_В0, А_Г0 и А_Д0 соответственно.

Для параметризации модели (2) и отыскания путей ее решения воспользуемся рядом других экспериментальных фактов, не упомя­нутых выше. Водоем-охладитель можно рассматривать как систему с идеальным перемешиванием, так что A_В(t) = c_В(t)M_В, где c_В(t) — удельная активность j-го радионуклида в воде; M_В - масса воды во­доема-охладителя (или объем). Накопленную ко времени t активность радионуклида j в биотическом резервуаре определим по средней удель­ной активности c_Г(t) в составляющих гидроценоза водоема, каждая из которых имеет удельную активность c_Гi(t) и массу М_Гi(t), так что

,                     (3)

причем

.                    (4)

Очевидно, что q_ВГ = aA_В(t)M_Г(t), а q_ВГ = βA_Д(t)M_Г(t), где а и β - коэффициенты пропорциональности. Поток q_ВД  равен

,               (5)

где ν — средняя гранулометрическая крупность взвесей; σ — доля А_В(t) на взвесях в воде водоема; G_Ф — расход воды на фильтрацию в дно водоема; H - глубина водоема. Понятно, что q_ГВ = κA_Г(t), где κ — коэффициент, характеризующий скорость поступления j-го радионук­лида из резервуара "гидробионты" на дно водоема: потоки q_ВС, q_ДС и q_ГС (потоки стока из компонентов водоема) можно представить в сле­дующем виде: q_ВС =(G_ст + ξ_впG_исп) c_В(t), q_ДС = G_Фξ_вдc_В(t), q_СГ = χA_Г(t), причем G_ст - расход воды водоема на поверхностный сток; G_исп - расход воды на испарение; ξ_вп, ξ_вд - коэффициенты распреде­ления активности в системах вода-пар и вода-фильтрат; χ — коэффи­циент, учитывающий унос активности гидробионтов поверхностным сто­ком из водоема. Принимая эти положения, можем заключить, что систе­ма (2) становится решаемой, поскольку есть возможность определить все ее параметры.

Дальнейшее упрощение рассматриваемой модели (в рамках санитарно-гигиенического принципа без потери информативности) можно видеть в выделении достаточно большого временного интервала мо­делирования, например, 1 год*. Тогда М_Г(t) = М_Г, т.е. средней массе гидробионтов в водоеме в течение года (не меняется от года к году), а активность j-го радионуклида из блока «вода» в блок «донные отложе­ния" переносятся блоком «гидробионты» транзитом, поскольку время жизни основной массы гидробионтов меньше года, а процесс аккуму­ляции ими радиоактивного загрязнителя заканчивается за время от нескольких минут до нескольких суток, для отдельных видов — не­скольких недель. При таком временном масштабе моделирования естественно считать, что q’_ВД = q’_ДВ и q”_ВД = q”_ДВ. Поэтому в расчете на год система упрощается и принимает вид:

(6)

где Λ — параметр самоочищения воды водоема-охладителя от j-го радионуклида - определяет темп (скорость) самоочищения воды; w -параметр, определяющий темп (скорость) накопления j-го радионук­лида в донных отложениях водоема-охладителя (Λ и w - системные эмпирические характеристики водоема-охладителя, учитывающие в явной и неявной форме все его особенности и особенности его гидроценоза, т. е. гидрохимический, гидробиологический и гидрологичес­кий режимы экосистемы водоема-охладителя).

В явном виде изменения во времени удельной активности j-го ра­дионуклида в воде водоема-охладителя c_В(t) и в донных отложениях c_Д(t) определяются соотношениями

(7)

и

,              (8)

в которых  и  — значения удельной активности j-го радио­нуклида в воде и донных отложениях, накопленной ко времени на­чала наблюдений; F_В и F_Д — функции, определяющие взаимодейст­вие донных отложений с водной массой водоема-охладителя, они за­висят от значений коэффициента перехода радионуклидов из донных отложений в воду при взмучивании турбулентными пульсациями в водной массе (κ_В), значений коэффициента распределения j-го ради­онуклида в системе взвесь-вода (κ_Д) и масс донных отложений (М_Д) и воды (М_В).

Чтобы воспользоваться соотношениями для опреде­ления удельной активности радиоактивного загрязнителя (j-го радио­нуклида) в воде и донных отложениях, - установить динамику актив­ности j-го радионуклида, надо знать ряд параметров, введенных при синтезе модели. Большинство этих параметров извест­но или рассчитывается известными методами, другие следует опреде­лять из временных рядов наблюдений на водоеме. К числу последних относится параметр самоочищения воды водоема-охладителя, его обы­чно определяют из результатов наблюдений за поведением радиоактив­ного загрязнителя в конкретном водоеме-охладителе.

Параметр самоочищения воды водоема-охладителя от радиоактивного загрязнителя (j-го радионуклида) определяют по данным об удельной активности этого радионуклида в воде и донных отложениях с учетом того экспериментального факта, что процесс самоочищения воды про­исходит со скоростью, существенно большей скорости радиоактивно­го распада нуклида. Опуская процедуру вывода, запишем соотноше­ние для расчета Λ по обычно получаемой на АЭС экспериментальной информации о c_Д(t) и c_В(t):

,        (9)

где t₀ — время начала измерений c_Д и c_В на водоеме-охладителе. Рас­считанные по этой формуле и экспериментальным данным значения Λ для водоема, расположенного в средней полосе Советского Союза, приведены в табл. 1.                                        

Таблица 1