- •Курсовая работа
- •«Установление нормативов сбросов радионуклидов»
- •Оглавление
- •Введение
- •Теоретическая часть
- •Моделирование процессов миграции радионуклидов в экосистеме водоема
- •Параметры самоочищения воды водоема-охладителя аэс в средней полосе
- •Значения параметров самоочищения воды водоемов-охладителей аэс
- •1.2. Продольный перенос радионуклидов речным потоком
- •2 . Расчетная часть
- •Ведомость предельно допустимых сбросов радионуклидов в водоем
- •Заключение
- •Библиографический список
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.
Теоретическая часть
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 Aij(t) — накопленная ко времени t активность j-го радионуклида в i-м компоненте экосистемы водоема-охладителя (в i-м блоке модели); qlij(t) и qnij(t) - обменные потоки активности j-го радионуклида между l-м и i-м и между i-м и n-м компонентами экосистемы (блоками модели); fij(t) — внешние поступления j-го радионуклида в i-й компонент; рij(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: qПВ — внешние поступления радиоактивного загрязнителя в воду водоема-охладителя (источники); qВС, qГС, qДС — необратимые потери загрязнителя (стоки) из водного, биотического и донного резервуаров; qГВ - потребление загрязнителя гидробионтами из водного резервуара; qГД - поступление загрязнителя из биотического резервуара в донный за счет отмирания гидробионтов и их выделений; qДГ — 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 AВ(t), AГ(t), AД(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): AВ (0) = 0, AГ (0) = 0 и AД (0) = 0 или, если j-й радионуклид с АЭС идентичен глобальному, то Ai (i = В, Г, Д) при t = 0 равны АВ0, АГ0 и АД0 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 AВ(t) = cВ(t)MВ, где cВ(t) — удельная активность j-го радионуклида в воде; MВ - масса воды водоема-охладителя (или объем). Накопленную ко времени t активность радионуклида j в биотическом резервуаре определим по средней удельной активности cГ(t) в составляющих гидроценоза водоема, каждая из которых имеет удельную активность cГi(t) и массу МГi(t), так что
, (3)
причем
. (4)
Очевидно, что qВГ = aAВ(t)MГ(t), а qВГ = βAД(t)MГ(t), где а и β - коэффициенты пропорциональности. Поток qВД равен
, (5)
где ν — средняя гранулометрическая крупность взвесей; σ — доля АВ(t) на взвесях в воде водоема; GФ — расход воды на фильтрацию в дно водоема; H - глубина водоема. Понятно, что qГВ = κAГ(t), где κ — коэффициент, характеризующий скорость поступления j-го радионуклида из резервуара "гидробионты" на дно водоема: потоки qВС, qДС и qГС (потоки стока из компонентов водоема) можно представить в следующем виде: qВС =(Gст + ξвпGисп) cВ(t), qДС = GФξвдcВ(t), qСГ = χAГ(t), причем Gст - расход воды водоема на поверхностный сток; Gисп - расход воды на испарение; ξвп, ξвд - 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 МГ(t) = МГ, 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 cВ(t) и в донных отложениях cД(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; FВ и FД — 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 (κВ), значений коэффициента распределения j-го радионуклида в системе взвесь-вода (κД) и масс донных отложений (МД) и воды (МВ).
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 cД(t) и cВ(t):
, (9)
где t0 — время начала измерений cД и cВ 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