<< Пред.           стр. 2 (из 4)           След. >>

Список литературы по разделу

 
 Литература к разделу I.1.
 
 1. Андерсон С.Р., Халлет Б. Общая модель переноса частиц ветром // Вашингтон, 98195.
 2. Глазунов Г.П., Гендугов В.М. Механизмы ветровой эрозии почв // Почвоведение, 2001, №6.
 3. Нигматулин Р.И. Основы механики гетерогенных сред // М.: Наука, 1978.
 4. Рахматулин Х.А. Основы газодинамики взаимопроникающих движений сжимаемых сред // ПММ, 1956, Т.20, вып.2.
 
 
 I.2 Перенос радона
 
  Попавшие в атмосферу радионуклиды подвергаются влиянию различных физических процессов, которые и определяют их дальнейшую судьбу. Наиболее важные с точки зрения дозиметрии процессы - это рассеяние радиоактивных продуктов в атмосфере и последующее их удаление из атмосферы. Рассеяние радионуклидов, поступивших в приземный пограничный слой (нижние несколько метров атмосферы), обусловлено как ветровым переносом (адвекция), так и перемешиванием (диффузия), происходящими как в локальном, так и в глобальном масштабе. Первоначально радионуклиды рассеиваются благодаря локальной циркуляции атмосферы. Этот процесс занимает несколько часов или дней и приводит к распространению их в горизонтальной плоскости на несколько километров. Разбавление и перемешивание вызываются турбулентными вихрями и сдвигами ветра. В вертикальном направлении эти вихри ограничены размерами слоя перемешивания, а в горизонтальном они распространяются в зависимости от скорости ветра. Адвективная составляющая (обычный перенос радионуклидов) определяется по измерениям параметров ветра на поверхности и на различных высотах, производимым различными метеорологическими системами, работающими как часть местных, региональных или глобальных сетей мониторинга. Ветровые потоки, наблюдаемые в отдельных регионах, можно рассматривать как состоящие из среднего ветрового компонента и накладывающегося флуктуационного компонента (обычно называемого вихревым), который может быть связан с диффузными (турбулентными) свойствами потоков. Атмосферная турбулентность состоит из широкого спектра вихрей, охватывающих расстояния от тысячи километров до размера молекул. Происходит непрерывный перенос кинетической энергии от более крупных вихревых потоков к мелким, в области которых энергия рассеивается. Интенсивность турбулентного перемешивания атмосферы в первую очередь зависит от неоднородности подстилающей поверхности, сдвигов ветра по высоте и вертикального распределения температур в атмосфере. Следовательно, можно ожидать большей интенсивности турбулентного движения над пересеченной местностью, нежели над равниной, и в периоды, когда сильный нагрев солнечным светом приводит к вертикальной температурной нестабильности. В приграничном слое турбулентность часто зависит от вертикальных температурных градиентов в атмосфере и вариабельности как горизонтальных направлений, так и скорости ветра. Теоретическая основа подобных взаимосвязей обычно мало понятна, поэтому приходится полагаться на эмпирические соотношения, полученные на базе метеорологических полевых экспериментов.
  Радиоактивные продукты удаляются из атмосферы двумя основными механизмами: вымыванием с помощью осадков и сухим выпадением. Вымывание осадками - это выведение аэрозольных и газообразных веществ из атмосферы с различными видами осадков. Этот процесс включает в себя поступление радионуклидов в капли дождевой воды и последующее выпадение вещества на поверхность земли. Интенсивность данного процесса, который определяет длительность пребывания вещества в атмосфере, может в значительной степени обусловливать характер поля выпадений и концентрации переносимых по ветру веществ. Удаление радиоактивных частиц и газов из атмосферы через выпадение осадков зависит от сложных микрофизических и микрохимических процессов, которые являются функциями условий как внутри, так и вне несущих природные облака слоев. К ним относятся: образование капель на ядрах конденсации, диффузия газов и твердых частиц в облачные и дождевые капли, аэродинамический и электростатический захват, термофорез и диффузиофорез. Удаление из атмосферы посредством сухого выпадения играет большую роль в пределах лежащего у поверхности слоя, где переносимая ветром радиоактивность может приходить в контакт с поверхностью посредством различных механизмов. Это диффузия, гравитационное оседание, столкновения, захват, электростатические эффекты, диффузиофорез и термофорез. Эти процессы чрезвычайно сложны и мало изучены, поэтому их обычно моделируют через скорость осаждения, которую определяют как поток осаждаемого вещества, деленный на концентрацию в воздухе. Выпавший на поверхность материал может впоследствии снова перейти в атмосферу под влиянием ветра и механических воздействий, обусловленных человеческой деятельностью. Процесс повторного перехода в суспензию может продолжаться над загрязненной территорией в течение длительного времени. Физические процессы, включенные в явление ресуспензии, также слабо изучены и с трудом поддаются измерению. Изучение ресуспензии часто основывается на концепции коэффициента ресуспензии, который определяется отношением концентраций в атмосфере к концентрациям на поверхности. Эти коэффициенты, однако, могут варьироваться в пределах многих порядков величины, и, следовательно, их использование ограничено для предсказания ингаляционной дозы, обусловленной ресуспензированными загрязнителями. При создании численных моделей нередко используется именно скорость ресуспензии, которая является функцией различных физических процессов, таких, как скачкообразное движение частиц и перемещение по поверхности. Считается, что скорости ресуспензии зависят от типа почв, размеров частиц, влажности поверхности, силы ветра у поверхности и атмосферной стабильности, однако они также варьируются в пределах нескольких порядков величины. Таким образом, наша способность предсказывать скорость ресуспензии ограничена недостаточным пониманием задействованных физических процессов и большой изменчивостью наблюдаемых скоростей.
 
 1. Модель переноса радона
 
  Решение проблемы прогнозирования пространственных масштабов ореола с повышенной концентрацией радона вокруг хвостохранилища (ХВХ) радиоактивных отходов в районе г. Кара-Балта требует проведения согласованных экспериментальных и расчетно-теоретических исследований. Само хранилище представляет собой в плоскости земной поверхности вытянутый прямоугольник размерами 2LX?2LY ~ 3006?1958м, в области которого имеет место повышенная по сравнению с природным фоном (в некоторых местах в 1000 раз) эксхаляция Rn, представляющая опасность для биологических организмов. Естественно, что наиболее опасен радон в приземном слое на высотах 1 -2 м над поверхностью, откуда он попадает в дыхательные пути человека.
  Динамика распространения Rn в стороны от хранилища определяется пространственно-временными вариациями метеорологических факторов, таких как направление и сила ветра, скорость конвективного перемешивания воздушных слоев в приземном слое, количество осадков и т.д. В силу достаточно короткого времени жизни атомов этого химического элемента (период полураспада 3.8 дня) и малости коэффициента молекулярной диффузии в воздухе DM ~ 0.1см2/с, можно ожидать, что в тихую безветренную погоду радон практически не будет загрязнять атмосферу за пределами области над хранилищем. В этом случае будет происходить только вертикальный перенос радона за счет турбулентной диффузии, создаваемой конвективными потоками воздуха (рис.6).
 
  Рис.6. Схема распространения Rn в стороны от хранилища.
 
  Постановка измерений концентрации Rn на разных высотах над площадью хранилища в тихие дни позволила бы определить величину коэффициента турбулентной диффузии DZ в данном районе и его зависимость, в общем случае, от времени суток и удаления от земли z (из результатов многих исследований рассеивания примесей в атмосфере следует, что DZ ~ z). Анализ результатов таких измерений можно проводить с помощью подгонки решений одномерного стационарного уравнения диффузии:
  ,
 где ?Rn=2.1?10-6с-1 - постоянная распада. Одно из граничных условий для этого уравнения очевидно: C=0 при z??. Второе граничное условие на поверхности земли получается из требования равенства эксхаляции радона из грунта потоку его атомов в атмосфере в точке z=0:
  .
 Здесь DG, CG - коэффициент диффузии и концентрация Rn в пустотном пространстве грунта, mG - пористость грунта; характерный диапазон значений DG ~ 0.0005-0.05 см2/с. Известно, что стационарные распределения Rn вблизи земной поверхности неплохо описываются экспоненциальными законами:
  , z < 0,
  , z ? 0, .
 Здесь KRn - коэффициент эманирования (выделения) Rn в пустотное пространство (поры, трещины), меняющийся для разных пород от сотых долей процента до ~ 50%; Q - темп наработки атомов Rn в единице объема подпочвенного слоя. Поскольку непосредственным источником этого химического элемента является ?-распад радия, то величину Q принято представлять в виде: , PRa - весовая концентрация Ra в граммах на грамм породы плотностью ?; ?Ra и ARa - постоянная распада и атомный вес Ra.
  Подставляя данные соотношения в граничное условие на земной поверхности, получим связь концентрации Rn в приземном слое C0 с величиной Q:
  .
 Эта связь дает возможность дополнительной оценки DZ путем измерения C0, если известен концентрационный состав урановых захоронений, а также величины KRn и m. Также необходимо знать коэффициент диффузии Rn в порах грунта DG, для чего можно провести дополнительные подземные измерения на 2-х - 3-х глубинах в пределах 1 м от поверхности.
  Подводя итог, можно сказать, что систематические измерения при отсутствии ветра концентрации радона в Z-направлении совместно с численным моделированием позволяют оценить характерную высоту облака с его повышенным содержанием, подобрать коэффициенты модели, соответствующие изучаемому региону. При этом надо иметь в виду, что из-за возможных случайных и систематических вариаций параметров эксхаляции - PRa , KRn, m результаты вертикальных измерений могут существенно отличаться в разных участках хранилища. Поэтому, желательно проводить достаточно большие серии таких измерений (десятки), чтобы набрать статистику.
  После изучения стационарного радонового поля необходимо провести цикл моделирования ветрового переноса за пределы хранилища. Цель этого этапа моделирования состоит в определении теоретических пределов распространения вредной для здоровья концентрации Rn, а также нахождение метеорологических условий, наиболее способствующих такому распространению.
  Для решения задачи ветрового переноса использовалось нестационарное уравнение миграции в существенно двумерной и даже трехмерной постановках:
 ,
 где - поле ветровых скоростей. Эксхаляция Rn при этом должна быть известна и определять собой граничное условие в площади хранилища:
  , , .
  В силу геометрических особенностей моделирование разумнее всего провести для двух направлений ветра: вдоль осей X и Y, ортогональных, соответственно, короткой и длинной сторонам хранилища. В первом случае общее уравнение миграции конкретизируется следующим образом:
  ,
 а во втором:
  .
  Чтобы эти уравнения описывали реальные ситуации, необходимо подобрать коэффициенты поперечной диффузии DX, DY и задаться законами вертикальной стратификации скорости приземного ветра vвX(z) (либо vвY(z)). Для оценки коэффициентов диффузии, которые должны зависеть от силы ветра - DX(vвY), DY(vвX), разумнее всего провести в ветреные дни измерения концентрации Rn в приземном слое вдоль осей X,Y на различном удалении от хранилища, и затем, путем вариаций DX, DY , подогнать численные решения под полученные результаты.
  Поскольку трудно организовать измерения, охватывающие временной период, в начале которого погода была тихой, а потом стала ветреной, то, скорее всего, речь может идти только о реализации измерений в условиях стационарного ветра в X- или Y- направлениях. Соответственно, моделирование таких измерений должно проводиться в стационарной постановке с граничным условием в виде заданной в площади хранилища эксхаляцией радона. Что касается вертикального профиля скорости ветра, то известно, что в приземном слое выполняется закономерность: , где z0 - некоторый подгоночный параметр, имеющий смысл шероховатости поверхности грунта в исследуемой области. Этот параметр можно извлечь из измерений на различных высотах над землей.
  Рассмотренная здесь модель применялась для решения следующих прогнозных задач:
  1. В начальный момент (t=0) над хранилищем имеет место стационарное распределение Rn по высоте - C(z,t=0). В этот же момент включается ветер в X- или Y- направлении с заданной скоростью vвX(z), либо vвY(z). В ходе решения нестационарной проблемы переноса определялся темп спада максимальной концентрации Rn в приземном слое Сmax. В ходе счета достигался режим установления, когда Сmax(x,y,t) приближалась к фоновому значению. Исходя из расчетного темпа спада Сmax , можно оценить время исчезновения повышенной концентрации Rn при постоянном ветре.
  2. Из общих соображений следует, что наиболее благоприятна для распространения Rn за пределы хранилища погода с периодическим нарастанием и затуханием ветра. В периоды затишья, после того как ветер унес очередное облако с повышенным содержанием Rn, эксхаляция из грунта приводит к возникновению над хранилищем нового подобного облака. Варьируя в расчетах длительности ветрового и спокойного периодов, можно спрогнозировать режим наиболее эффективного загрязнения окрестностей этим элементом, а также оценить предельные размеры области возможного загрязнения.
 
 2. Математическая программа МИФ для описания распространения радона
 
  Для описания процесса распространения загрязнения в подземных водах может быть использована созданная в Российском Федеральном Ядерном Центре численная методика МИФ. Методика МИФ предназначена для решения трехмерных уравнений миграции и фильтрации на произвольных шестигранных сетках. Методика располагает набором консервативных разностных схем, позволяющих получать монотонные решения для различных классов задач. Это, во-первых, многопараметрическая ДС-схема [1,2] второго порядка аппроксимации по пространству. Во-вторых, это диссипативная схема 'РОМБ' [3], позволяющая улучшать точность результатов за счет введения диссипативных поправок.
  При использовании схем второго порядка точности в численном решении могут возникать осцилляции. В работе [2] проведено исследование возникновения осцилляций методом дифференциального приближения. Рассмотрено возникновение осцилляций как в однородной, так и в неоднородной средах. В однородной среде осцилляции не возникают при выполнении ограничений на параметр Пекле. В неоднородной среде осцилляции могут возникать даже при выполнении этих ограничений. Анализ прогоночных коэффициентов позволил построить устойчивую к таким осцилляциям аппроксимацию уравнения миграции. При рассмотрении трехточечного аналога ДС-схем получено обобщенное условие Куранта, которое в нелинейном случае при разрывах в скоростях фильтрационного потока может приводить к ограничениям на шаг по времени. Здесь же исследовано возникновение осцилляций при моделировании граничных условий и приведены результаты численных расчетов двух модельных задач, где рассмотрены среды с различными скоростями фильтрации и пористостью.
  В работе [4] рассмотрено применение ДС-схемы для решения трехмерного уравнения миграции радионуклидов в подземных водах на произвольных шестигранных сетках. В данной работе сделана попытка улучшить монотонные свойства разностных схем второго порядка аппроксимации по пространству, применяемых для решения уравнения миграции радионуклидов, с помощью использования диссипативной разностной схемы.
  В работе [5] на ряде модельных задач производится сравнение методики МИФ с методикой MT3D при решении трехмерного уравнения миграции. Методика MT3D, использующая смешанный эйлерово-лагранжевый подход для трехмерного уравнения миграции, широко используется в США при решении задач радиоактивного загрязнения среды. Результаты, полученные по различным методикам близки между собой, но методика МИФ дает более монотонное распределение радиоактивности в пространстве при решении трехмерных задач.
  Методика МИФ разрабатывалась при поддержке проекта МНТЦ №51 'Создание и проверка модели для расчета миграции радиоактивности в подземных водах' (1995-1998 г.г.). В данном проекте она применялась для описания распространения загрязнения вокруг озера Карачай, которое является крупнейшим в мире открытым хранилищем жидких радиоактивных отходов [6,7]. Численные результаты дали хорошее согласие с результатами непосредственных измерений в наблюдательных скважинах. Форма и объём ореолов загрязнения, полученных при моделировании миграции нейтральных стабильных компонентов, соответствуют реальному распространению ореолов, зафиксированным по данным режимных наблюдений.
  В дальнейшем методика МИФ использовалась в проекте МНТЦ №793 (1997-1998 г.г.) 'Экспериментальное и теоретическое исследование химических и физических свойств горных пород как естественного барьера при захоронении радиоактивных отходов'. Методика применялась для численного моделирования изменения состояния геологической среды и миграции радионуклидов в период до 10000 лет при глубинном захоронении радиоактивных отходов [8,9]. В данном проекте были разработаны физико-математические модели для расчетов процессов, сопровождающих глубинное захоронение отработанного топлива АЭС с реактором типа РБМК-1000, с целью прогнозирования состояния геологической среды в зоне захоронения и распределения концентраций радионуклидов на длительный период времени. Было выяснено, что в окружающей горной породе имеет место миграция плутония преимущественно в направлении к земной поверхности со скоростью движения головного фронта, примерно 0.015 м/год, и фоновые уровни альфа-загрязнения вблизи поверхности достигаются спустя 40 000 лет после захоронения. Таким образом, с точки зрения радиационной опасности, забивочный комплекс является наиболее критичным элементом системы захоронения и предотвращение раннего выхода радиоактивности в окружающую среду требует принятия дополнительных мер по увеличению стойкости контейнера с ТВС к выщелачиванию.
  В проекте МНТЦ №KR-72 'Разработка научных основ и комплексное изучение радиационной и иной опасности хвостохранилищ Северного Кыргызстана, аккумулирующих радиоактивные изотопы и сопутствующие токсичные металлы' (1997-2000 г.г.) [10-13] методика МИФ применялась для установления закономерностей пространственного распределения вокруг хвостохранилища радиоактивных и других токсичных ингредиентов вследствии их миграции от Кара-Балтинского горнорудного комбината в пределах Чуйской долины. Трудности состояли в том, что в подземных и поверхностных водах вокруг хвостохранилища необходимо определить техногенную и естественную, не связанную с хвостохранилищем, составляющие. Соотношение между ними меняется в пространстве по мере разбавления токсичных вод хвостохранилища обычными природными водами. Были построены экологические карты сопредельных с хвостохранилищем территорий с выделением экологически неблагоприятных участков различной степени опасности и даны рекомендации по снижению радиоизотопной и иной экологической опасности от хвостохранилища.
  В проекте МНТЦ №KR-187.2 'Создание автоматизированной системы радонового мониторинга и разработка рекомендаций по её использованию в качестве информативного предвестника землетрясений Северного Тянь-Шаня (Кыргызская Республика)' (2001-2003 г.г.) [14] методика МИФ применялась для моделирования миграции радона в трещиновато-пористой среде в условиях принудительной откачки воздуха из приповерхностного слоя почвы. Горные породы, в общем случае, являются средами с двойной пористостью, емкость которых определяется объемом слабо проводящих поровых блоков, а проницаемость - объемом трещин (в предельных случаях, когда блоки либо монолитны, либо, наоборот, сильно раздроблены и многие поры становятся проводящими, среду можно считать чисто пористой). Соответственно, основное количество радона хранится в порах, а распространяться он может лишь по проводящим каналам - трещинам. В этом проекте сформулирована и программно реализована двумерная осесимметричная модель фильтрации и миграции радона в трещиновато-пористой среде, проведено тестирование в приближениях одномерной и двумерной геометрий.
  В данном проекте методика МИФ применялась для изучения переноса радона с поверхности хвостохранилища.
 
 3. Численные расчеты
 
  По математической программе МИФ была проведена серия одномерных, двумерных и трехмерных численных расчетов. В одномерном случае проведены численные расчеты на получение стационарного распределения концентрации радона на стыке подпочвенного и приземного слоев. В одномерных расчетах установившегося распределения концентрации Rn, выходящего из почвы в атмосферу, проведено исследование методики на точность и выбрана разностная сетка по вертикали. Проведены сравнения с аналитическими решениями и с экспериментальными данными. Эти расчеты при отсутствии ветра позволяют оценить характерную высоту облака с его повышенным содержанием, подобрать коэффициенты модели, соответствующие изучаемому региону.
  После этого были проведены двумерные и трехмерные численные расчеты для изучения радонового поля над хвостохранилищем. Цель этого этапа моделирования состоит в определении теоретических пределов распространения вредной для здоровья концентрации радона, а также нахождение метеорологических условий, наиболее способствующих распространению радона.
 
 3.1 Численное исследование одномерных задач на установление стационарного распределения радона над площадью хвостохранилища
 
  Приведем краткое описание постановки одномерных задач для расчета установившегося распределения концентрации Rn, выходящего из почвы в атмосферу.
  Рассматриваются задачи о заполнении радоном первоначально пустого слоя, состоящего из 2-х однородных сред: от -z0 до z = 0 - грунт с пористостью m, от 0 до z1 - воздух (рис.7).
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
  Рис.7. Геометрия задачи.
 При описании распределения радона в средах используется одномерное конвективно-диффузионное уравнение:
 .
  Основные параметры задачи:
 коэффициент диффузии радона в грунте D1=0.05 см2/с,
 коэффициент диффузии радона в воздухе D2=0.1 см2/с,
 постоянная полураспада радона ?=2.1?10-6 с-1,
 пористость грунта m=0.2,
 размеры рассматриваемой области z0=9м, z1=3м.
 
 Здесь индекс 1 относится к грунту, а индекс 2 - к воздуху.
  Данная задача рассматривалась в нескольких постановках:
 * моделировался выход радона из грунта в атмосферу только за счет диффузии, когда в грунте действовал внутренний источник радона Q=?C0, равномерно распределенный по всей глубине (вариант 1);
 * моделировался выход радона как в варианте 1, когда на глубине от 0 до 1 м не выделялся радон (вариант 2 - имитируется засыпка);
 * моделировался выход радона из грунта в атмосферу как в варианте 1, когда в пределах грунта задан поток воздуха по проницаемым каналам с постоянной скоростью u1=const (вариант 3);
 * моделировался выход радона из грунта в атмосферу как в варианте 2, когда в пределах грунта задан поток воздуха с постоянной скоростью u1=const (вариант 4).
 
  Вариант 1.
  В варианте 1 моделировался выход радона из грунта в атмосферу только за счет диффузии (u1=u2=0 ) и внутреннего источника Q=?C0, равномерно распределенного во всем слое грунта. На границе z = -z0 задано граничное условие , т.е. концентрация радона поддерживается на постоянном уровне за счет внутренних источников. На границе z = z1 для моделирования свободной поверхности (ухода радона в атмосферу) величина CRn берется с предыдущего шага. При этом, в начальный момент (t=0) во всей счетной области CRn = 0. Для получения установившегося распределения радона, счет велся до выхода на стационарное решение.
 
  Вариант 2.
  В варианте 2 моделировался выход радона из грунта в атмосферу за счет диффузии, когда в грунте действовал внутренний источник радона Q=?C0, равномерно распределенный по всей глубине до 1 метра от поверхности, а на глубине от 0 до z2=1 м - грунт не выделяет радон. Граничные и начальные условия те же, что и в варианте 1.
  Для удобства изображения приведем профили концентрации в относительных единицах С=CRn/C0. Пространственное распределение установившейся концентрации радона CRn(z)/C0 и временная зависимость CRn(t)/C0 в точке раздела сред (z=0) для вариантов 1,2 представлены на рис.8,9.
 
 Рис.8. Пространственное распределение концентрации радона CRn(z)/C0 в вариантах 1,2 (z2 - толщина засыпки).
 
  Из рис.8 видно, что во 2 варианте с метровой засыпкой выход радона из грунта в атмосферу примерно в два раза меньше чем в 1 варианте без засыпки.
 
  Рис.9. Временная зависимость CRn(t)/C0 в точке раздела сред (z=0) в вариантах 1,2
 (z2 - толщина засыпки).
 
  Из рис.9 видно, что примерно через 40 суток на границе раздела сред устанавливается постоянное значение концентрации СRn. В первом случае СRn/C0?0.14, а во втором СRn/C0?0.06. Видно, что засыпка нейтральным грунтом сильно влияет на концентрацию радона при выходе в атмосферу.
  Вариант 3.
  В варианте 3 моделировался выход радона из грунта в атмосферу как в варианте 1, когда в пределах грунта задан поток воздуха по проницаемым каналам с постоянной скоростью u1=const .
  В данном варианте моделировался выход радона из грунта в атмосферу, когда в грунте задавался поток воздуха, выходящий по проницаемым каналам с постоянной скоростью u1=0.001см/с и внутренний источник радона Q=?C0. В воздухе распространение радона происходит только за счет диффузии (u2=0). Граничные и начальные условия те же, что и в варианте 1.
 
  Вариант 4.
  В варианте 4 моделировался выход радона как в варианте 3, когда на глубине от 0 до z2=1м грунт не выделяет радон.
  Пространственное распределение установившейся концентрации радона CRn(z)/C0 и временная зависимость CRn(t)/C0 в точке раздела сред (z=0) для вариантов 3,4 представлены на рис.10,11.
 
  Рис.10. Пространственное распределение концентрации радона в вариантах 3,4
 (z2 - толщина засыпки).
 
  Из рис.10 видно, что в 4 варианте с метровой засыпкой выход радона из грунта в атмосферу примерно в полтора раза меньше чем в 3 варианте без засыпки.
 
  Рис.11. Временная зависимость концентрации радона в точке раздела сред (z=0) в вариантах 3,4 (z2 - толщина засыпки).
 
  Из рис.11 видно, что примерно через 60 суток на границе раздела сред устанавливается постоянное значение концентрации СRn. В первом случае СRn/C0 ?0.5, а во втором СRn/C0 ?0.4. Видно, что моделирование конвективного переноса радона сильно влияет на концентрацию радона при выходе в атмосферу.
 
  После описания распределения концентрации Rn, выходящего из почвы в атмосферу, были проведены расчеты для установления распределения CRn по глубине для различных значений D2.
  Основные параметры задачи: коэффициент диффузии в воздухе D2=0.1 см2/с, коэффициент диффузии в грунте варьировался D1={0.1, 0.05, 0.01} см2/с, пористость грунта m=0.2, постоянная полураспада радона ?=2.1?10-6 с-1, z0=9м, z1=9м. В грунте действовал внутренний источник радона Q=?, равномерно распределенный на глубине от -z0 до -1м. Моделировался выход радона только за счет диффузии, т.е. скорость конвективного переноса u1=u2=0. При этом, в начальный момент (t=0) во всей счетной области CRn = 0, на границе z = -z0 было задано граничное условие ?CRn(z=-z0,t)/ ?z=0, а на границе z = z1 для моделирования свободной поверхности (ухода радона в атмосферу) величина CRn бралась с предыдущего шага. Полученные зависимости CRn(z) были нормированы на экспериментальное значение CRn в точке z=0. Данные эксперимента представлены в таблице 5 (здесь следует отметить, что ПДК по радону - 200 Бк/м3).
  Таблица 5.
 Z(cm) CRn (Бк/м3) 0 970 20 720 50 380 200 360
  На рис.12 представлено установившееся распределение CRn по z для различных значений D1.
 
  Рис.12. Распределение CRn для различных значений D1
 
  Из рис.12 видно, что при уменьшении D1 на порядок концентрация радона в грунте уменьшается в 2 раза.
  На рис.13 представлено установившееся распределение CRn по z при D1=0.1 см2/с для различных значений u1.
 
  Рис.13. Распределение CRn для различных значений u1.
 
  Из рис.13 видно, что при увеличении u1 на порядок концентрация радона в грунте уменьшается в 7 раз.
  На рис.14 приведено сравнение установившегося распределения CRn в выделенном приповерхностном участке z?[0,220cm] для различных значений D1 и экспериментальных данных из таблицы 5.
 
  Рис.14. Распределение CRn для различных значений D1.
 
  На рис.15 представлены установившееся распределение CRn в выделенном приповерхностном участке z?[0,220cm] для различных значений u1 и экспериментальные данные из таблицы 5.
 
  Рис.15. Распределение CRn для различных значений u1.
 
  Из рисунков 14,15 видно, что в двух точках существует разница между результатами расчетов и экспериментальными данными. Разница, по-видимому, объясняется погрешностями измерений.
  Рассмотрим результаты трехмерных численных расчетов по изучению радонового поля над хвостохранилищем. Цель этих расчетов состояла в определении пределов распространения вредной для здоровья концентрации радона. В этих задачах использовались экспериментальные данные измерений радиационного фона. Расчетная область совпадает с областью вокруг ХВХ, где проводились измерения гамма-фона. Первая задача - это задача на установление стационарного распределения радона над площадью хвостохранилища в безветренную погоду. Эти расчеты при отсутствии ветра позволяют оценить характерную высоту облака с его повышенным содержанием, подобрать коэффициенты модели, соответствующие изучаемому региону. Вторая задача - это исследование распределения радона над хвостохранилищем при постоянном ветре. Эти расчеты позволяют оценить количество радона, уносимого ветром с площади хвостохранилища.
 
 3.2 Численное исследование задачи на установление стационарного распределения радона над площадью хвостохранилища в безветренную погоду
 
  Полевые эксперименты показали, что между мощностью дозы ?-излучения и содержанием Ra в подпочвенном слое хранилища наблюдается четкая линейная зависимость: . Максимальное измеренное значение мощности дозы составляет ? ~ 1000 мкр/ч, а соответствующая ей концентрация радия (в единицах активности) CRa ~ 0.8 nKu/г; в результате имеем оценку k?,Ra ~ 0.0008 nKu ?ч/г?мкр.
  С использованием этой линейной зависимости можно определить источник радона в уравнении конвективно-диффузионного переноса в области грунта:
  , , Qz = 1 при z < 0 и Qz = 0 при z ? 0,
 
 где ?п - плотность породы, равная примерно ~ 2.5г/см3, ERn - коэффициент эманирования по радону; для вторичных (переработанных) пород, к каковым относится высохшая пульпа, содержащая радий, ERn оценивается ~ 0.3 - 0.5.
  Значения мощности дозы ? - излучения измерены по всей площади хвостохранилища и проинтерполированы на декартову сетку с размером ячейки ?X = ?Y ~ 30м.
  В результате уравнение конвективной диффузии записывается в виде:
 =.
 Исходя из этого уравнения, сформулируем задачу на установление следующим образом:
  1. Рассмотрим чисто диффузионный процесс - .
  2. Счетная область является параллелепипедом, характеризуемым координатами граничных точек Xmin=0, Xmax=1950м; Ymin=0, Ymax=3006м; Zmin= - 4м, Zmax= 4м.
  3. Размер ячейки в плоскости XOY определяется дискретизацией ?- фона и составляет 31?31м2. По оси Z количество точек, предположительно, должно быть ~ 20 в грунте и ~ 40 в воздухе; в силу принципиальной неоднородности распределения CRn в вертикальном направлении эти точки сгущаются вблизи границы грунт - воздух.
  4. В начальный момент времени считаем, что во всей счетной области CRn(t=0,x,y,z)=0.
  5. Граничные условия:
  а) на границе z= Zmax величина CRn в каждый момент времени берется с предыдущего шага;
  б) на нижней границе z= Zmin - ставится условие непроницаемости ;
 в) на 4-х боковых границах в плоскости XOY - ставится также условие непроницаемости , , , .
  6. Параметры уравнения: ux=uy=0, D=10-6м2/с, пористость m=0.2 .
  7. Счет велся до установления стационарного решения; по диффузионным оценкам момент установления tкон ~ 106 - 107с.
 
  В результате решения определялись следующие интегральные характеристики:
 средняя концентрация по вертикали от поверхности земли до высоты h=4 м
  ;
 средняя концентрация по всему пространству над хвостохранилищем до высоты h=4 м
  ;
 коэффициент корреляции радонового поля и гамма-фона
  , где ;
 дисперсия распределения радона по площади хранилища
  .
  На рис.16 представлено установившееся распределение CRn на поверхности хранилища (z=0.5 см).
 
  Рис.16. Распределение CRn (10-2 nKu/m3) на поверхности хранилища.
 На рис.17 представлено установившееся распределение CRn над поверхностью ХВХ (z=2м).
 
  Рис.17. Распределение CRn (10-2nKu/m3) над поверхностью хранилища (z=2 м).
 На рис.18 представлено распределение средней по высоте концентрации .
 
 Рис.18. Распределение средней по высоте концентрации Cs(10-2nKu/m3).
  На рис.19 представлено установившееся распределение CRn над поверхностью ХВХ (z=0) в трехмерном виде, где в горизонтальной плоскости отложены координаты поверхности ХВХ, а по вертикали - значения концентрации.
 
 
 Рис.19. Распределение CRn (10-2nKu/m3) над поверхностью ХВХ.
  При представлении результатов расчетов для дополнительной наглядности имеет смысл рассмотреть также одномерные распределения концентрации радона в некоторых характерных сечениях в продольном и поперечном направлениях. Подобные сечения, проходящие через область с максимальным уровнем ?-фона и, соответственно, с максимальным значением CRn, изображены вертикальной и горизонтальной линиями на рис. 18. Продольное сечение в выбранной счетной области отвечает координате x0=594 м по оси OX, а поперечное сечение - координате y0=2398 м по оси OY. Графики одномерных распределений концентрации радона и ?-фона в относительных единицах , , где , , приведены на рис.20, 21.
 
 Рис.20. Зависимости , для продольного сечения.
 
 Рис.21. Зависимости , для поперечного сечения.
  Данные зависимости демонстрируют, что пространственные изменения CRn практически совпадают с аналогичными изменениями ?-фона, что является следствием относительно малого времени жизни атомов радона и медленного характера их диффузионного распространения в неподвижной атмосфере от места эксхаляции (за четверо суток они диффундируют на расстояния не более 20 метров). Результирующий коэффициент корреляции для безветренной погоды оказывается близок к единице: k ~ 0.9 (почти стопроцентная корреляция).
  Полное расчетное установившееся количество радона в приземном слое над ХВХ составило C = 0.004 Ku, что соответствует средней концентрации C/h?S ~ 0.5 (nKu/m3). Дисперсия распределения радона по площади хранилища получилась сравнимой с этой величиной - ~ 0.19 (nKu/m3), что также свидетельствует о слабом влиянии диффузионного переноса на распределение радона в плоскости земли.
 
 3.3 Численное исследование распределения радона над хвостохранилищем при постоянном ветре
 
  После исследования задачи на установление стационарного распределения радона в неподвижной атмосфере необходимо рассмотреть динамику сноса радонового поля из области хвостохранилища постоянным ветром в каком-либо направлении.
  Пусть в начальный момент t=0 над хранилищем имеет место стационарное распределение Rn по высоте. В этот же момент включается ветер в направлении X. В ходе решения нестационарной проблемы переноса определялся темп спада максимальной концентрации Rn в приземном слое Сmax. В ходе счета достигается режим установления, когда Сmax(x,y,t) приближается к фоновому значению. Исходя из расчетного темпа спада Сmax, оценивается время исчезновения повышенной концентрации Rn при постоянном ветре. При линейной модели переноса такая же концентрация установится через несколько часов над населенными пунктами в окрестности ХВХ. Но постоянная смена ветра и вертикальная конвекция приводит к быстрому снижению концентрации радона в воздухе. Экспериментальные данные говорят о концентрациях ниже ПДК за санитарной зоной и практическом отсутствии радона в районе жилых массивов.
  На рис.22 представлено установившееся распределение CRn на поверхности ХВХ (z=0.5 см, u=1 м/с).
 
  Рис.22. Распределение CRn (10-2nKu/m3) на поверхности ХВХ (z=0.5 см).
 
  На рис.23 представлено установившееся распределение CRn над поверхностью ХВХ (z=20 см, u =1 м/с).
 
 
  Рис.23. Распределение CRn (10-2nKu/m3) над поверхностью ХВХ (z=20 см).
 На высоте одного метра концентрации CRn практически не наблюдается.
 На рис.24 представлено распределение средней по высоте концентрации Cs.
 
 Рис.24. Распределение средней по высоте концентрации Cs(10-2nKu/m3).
 
  На рис.25 представлено установившееся распределение CRn над поверхностью ХВХ (z=0.5 см) в трехмерном виде, где в горизонтальной плоскости отложены координаты поверхности ХВХ, а по вертикали - значения концентрации.
 
 Рис.25. Распределение CRn (10-2nKu/m3) над поверхностью ХВХ.
 
  На рис.26 для продольного сечения при х=x0=594 м представлены в относительных единицах зависимости , . Продольное и поперечное сечения, выбранные для анализа результатов, изображены вертикальной и горизонтальной линиями на рис. 24.
 
 Рис.26. Зависимости , для продольного сечения.
  На рис.27 для поперечного сечения при y=y0=2398 м представлены зависимости , .
 
 Рис.27. Зависимости , для поперечного сечения.
  В результате решения данной задачи получены следующие интегральные характеристики:
 * интегральная концентрация по всему пространству над ХВХ - C=0.00001 Ku;
 * коэффициент корреляции радонового поля и гамма-фона - k=0.45;
 * дисперсия распределения радона по площади хранилища =0.0006 (nKu/m3).
  Численные расчеты показали, что между мощностью дозы ?-излучения и содержанием Ra над хранилищем при постоянном ветре наблюдается достаточно сильная корреляция.
 
 3.4 Численное исследование ширины перемешивания радона и воздуха при различных скоростях ветра
  При изучении процесса распространения радона воздушным путем возникает задача подъема радона в атмосферу за счет турбулентного перемешивания. В процессе смешения двух газов, радона и воздуха, скользящих друг по другу под действием ветра, образуется зона перемешивания, ширина которой зависит от отношения скорости воздуха к скорости радона. Для изучения ширины перемешивания радона с воздухом при различных скоростях ветра рассмотрена задача на сдвиговую неустойчивость двух газов, радона и воздуха, по - модели из комплекса KIVA (Amsden A.A., O'Rourke, Butler T.D. A Computer Program for Chemically Reactive Flows with Sprays. LA-11560-MS, UC-96, 1989).
  При моделировании перемешивания для упрощения будем считать, что поверхность над хвостохранилищем состоит из двух газов разделенных горизонтальной границей в поле силы тяжести. Толщина нижнего слоя (радона) 0.5м, а верхнего (воздуха) 1.5м (рис. 28). Будем следить за фрагментом поверхности над хвостохранилищем длинной 100м. На левую границу набегает поток до 0.5 метров имеющий скорость и плотность , а от 0.5м до 2м -. Уравнения состояния газов задаются в виде , где -квадрат скорости звука.
 
 
 
 
  Рис. 28. Геометрия и краевые условия задачи.
  Плотность воздуха полагалась , плотность радона , скорость звука . На границе разделов веществ (X=0) скорость полагалась равной "эффективной" скорости, которая бралась в виде . Расчет проводился до установления стационарного режима , что соответствует примерно 3.8 суток (время полураспада радона). Отметим, что стационарный режим, т.е. когда ширина перемешивания не меняется с течением времени, наступает раньше. Для расчета было взято равномерное разбиение по и по . На левой границе было реализовано граничное условие притока вещества, а на правой оттока.
  В таблице 6 приведены параметры потоков для 3 вариантов. Скорость радона полагалась а скорость воздуха бралась , что соответствует средней скорости ветра по розе ветров Кара-Балты. В столбце приведена максимальная ширина перемешивания воздуха и радона в метрах. В столбце приведена разница в высоте радона с концентрацией 0.001 и начальной высотой (0.5 м).
 Таблица 6
 
 Номер численного эксперимента Вариант 1 100 200 0.044 0.008 Вариант 2 100 400 0.052 0.012 Вариант 3 100 800 0.063 0.021
  На рис. 29 приведены фрагменты системы (на рис. 28 он отмечен черным прямоугольником): по вертикали от 0.455 м до 0.545 м и 0.1 м по горизонтали, для трех вариантов расчета, а также распределение массовой концентрации радона , где -полная масса смеси газов в ячейке, а - масса радона в ячейке на конечный момент времени Черная изолиния сверху соответствует минимальной массовой концентрации радона 0.001, а внизу максимальной - 1. Пунктирная линия соответствует начальному положению радона.
  Вариант 1 Вариант 2 Вариант 3
  Рис. 29. Распределение массовых концентраций радона для трех вариантов расчета на момент установления
  Численные расчеты по математической программе турбулентного перемешивания показывают, что сдвиговая неустойчивость слабо развивается при тех скоростях, которые характерны для района ХВХ. Однако, несмотря на упрощенный подход к моделированию перемешивания радона и воздуха над хвостохранилищем, следует отметить, что:
 1. с увеличением скорости ветра рост зоны перемешивания возрастает нелинейно;
 2. при рассмотренных скоростях ветра (от 2м/сек до 8/м.сек) зона перемешивания воздуха и радона составляет от 1 до 2 см, что составляет 1.6%-4% от начальной толщины слоя радона.
  Приведенные расчеты являются предварительными. Предложенная модель является неполной, т.к. не учитывается тепловая конвекция газов при прогреве поверхности, а также развитие турбулентности от неровности поверхности, так называемая турбулентность от пограничного слоя. Кроме того, требуют уточнения некоторые данные, например, плотность радона, средняя температура газов, распределение радона на поверхности по высоте. Для верификации модели необходимы эксперименты по измерению концентрации радона при различных скоростях ветра и на разных высотах. Реализация полной модели турбулентного перемешивания достаточно трудоемка и выходит за рамки данного проекта.
  Из анализа всех численных исследований можно сделать следующие выводы:
 1. При отсутствии ветра происходит радиактивное загрязнение только района ХВХ.
 2. При любом ветре радиактивное загрязнения окружающей местности не происходит, т.к. концентрация радона очень быстро падает за счет перемешивания с воздухом.
 3. Перемешивание происходит в основном за счет процессов конвекции. Сдвиговая неустойчивость слабо развивается при тех скоростях, которые характерны для района ХВХ.
 4. Выбор места для организации хвостохранилища вблизи жилых массивов не сказывается негативно в той же степени, как при рассмотрении загрязнения от переноса пыли с территории ХВХ или грунтовыми водами.
 5. Возможно радиоактивное облучение при попадании людей на территорию ХВХ.
 6. Желательно произвести засыпку ХВХ метровым слоем грунта и охранять территорию ХВХ от проникновения туда населения.
 Литература к разделу I.2.
 
 1. Соколов Л.В., Симонова К.И., Шестаков А.А., Широковская О.С. Методические исследования для одномерных численных расчетов распространения загрязнения в пористой среде. Препринт №92, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 1996.
 2. Шестаков А.А. Исследование возникновения осцилляций при решении одномерного уравнения миграции. Препринт №100, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 1996.
 3. Соколов Л.В., Чернов В.В., Шестаков А.А. и др. Двумерная методика численного решения системы уравнений, описывающих распространение загрязнения в пористой среде. Препринт №104, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 1996.
 4. Гаджиев А.Д., Соколов Л.В., Шестаков А.А. и др. Методика 'РОМБ' для численного решения трехмерного уравнения миграции радионуклидов в подземных водах на произвольных шестигранных сетках. Препринт №117, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 1997.
 5. Голубкина О.В., Соколов Л.В., Филимонцев Г.А., Шестаков А.А. Численное сравнение методики МИФ и методики MT3D при решении трехмерного уравнения миграции. Препринт №118, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 1997.
 6. Гаджиев А.Д., Филимонцев Г.А., Шестаков А.А. Методика МИФ для численного решения трехмерного уравнения миграции радионуклидов в подземных водах на произвольных шестигранных сетках. Препринт №126, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 1998.
 7. Комоско В.В., Симоненко В.А., Шестаков А.А. и др. Математическое моделирование распространения загрязнения в подземных водах района озера Карачай. Препринт №134, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 1998.
 8. Ивашкин Н.В., Петровцев А.В., Шестаков А.А. и др. Численное моделирование изменения состояния геологической среды и миграция радионуклидов в период до 10000 лет при глубинном захоронении. Препринт №133, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 1998.
 9. Ивашкин Н.В., Петровцев А.В., Шестаков А.А. и др. Численное моделирование изменения состояния геологической среды и миграция радионуклидов в период до 10000 лет при глубинном захоронении. ВРБ, Озерск,2000, №2, с.3-18.
 10. Чалов П.И., Васильев И.А., Шестаков А.А. и др. Численное моделирование радиационной и иной опасности от хвостохранилища Карабалтинского гидрометаллургического завода по переработке ураносодержащих руд. Препринт №184, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 2000.
 11. Шестаков А.А., Селезнев В.Н. Исследование математической модели для описания распространения загрязнения в подземных водах с учетом плотностной конвекции. Сборник научных трудов, Бишкек, ИЛИМ,2000,с.76-96.
 12. Чалов П.И., Васильев И.А., Шестаков А.А. и др. Численное моделирование радиационной и иной опасности от хвостохранилища Кара-Балтинского гидрометаллургического завода по переработке ураносодержащих руд. Сборник научных трудов, Бишкек, ИЛИМ,2004,с.40-59.
 13. Чалов П.И., Васильев И.А., Шестаков А.А. и др. Основные итоги радиоэкологических исследований Кара-Балтинской площади в Кыргызстане в 1997-2000 г.г. Сборник научных трудов, Бишкек, ИЛИМ,2004,с.65-73.
 14. Политов В.Ю., Сахаров М.Ю., Чернов В.В., Шестаков А.А. Тестирование программы конвективно-диффузионного переноса радионуклидных примесей в трещиновато-пористой среде. Препринт №203, РФЯЦ-ВНИИТФ, Снежинск, 2004.
 
 
 II. СОЗДАНИЕ ГЕОМИГРАЦИОННОЙ МОДЕЛИ ПРОЦЕССА ПЕРЕНОСА ЗАГРЯЗНЕНИЙ В ПОДЗЕМНЫХ ВОДАХ С УЧЕТОМ СОРБЦИОННОЙ МОДЕЛИ МИГРАЦИИ УРАНА В МНОГОКОМПОНЕНТНЫХ РАСТВОРАХ ЧЕРЕЗ ОСНОВАНИЕ ХВОСТОХРАНИЛИЩА
 
  Область существования подземных вод может быть разделена на зону аэрации и зону насыщения. Первая зона представляет собой поровое пространство грунтов, занятое частично водой и частично воздухом. Во второй все поровое пространство заполнено водой, находящейся под гидростатическим давлением. На большей части суши существует единственная зона аэрации, которая простирается от поверхности до нижележащей зоны насыщения. В отсутствие вышележащих водонепроницаемых слоев верхней границей зоны насыщения служит зеркало грунтовых вод. Оно определяется как поверхность с давлением, равным атмосферному, и может быть установлено по уровню, на котором стоит вода в открытых скважинах. Вода, находящаяся в грунте, движется вниз через ненасыщенную зону под действием силы тяжести, в то время как в зоне насыщения она движется в направлении, определяемом местными гидравлическими условиями. В большинстве случаев разгрузка природных подземных вод происходит путем излияния в поверхностные водные бассейны. Разгрузка их может также происходить и через поверхность суши, в том числе посредством испарения растительностью. При адвекции нереакционноспособные растворенные вещества переносятся со средней скоростью, равной средней линейной скорости подземных вод. Однако растворенные вещества стремятся распространяться также в боковых направлениях от пути, обусловленного гидравликой потока. Это явление называется гидродинамической дисперсией и приводит к разбавлению растворенных веществ. Гидродинамическая дисперсия возникает в результате механического перемешивания при течении жидкости к вследствие молекулярной диффузии. Последний эффект имеет значение лишь при низких скоростях движения. Дисперсия, вызванная только движением жидкости, называется гидравлической. Дисперсия - это процесс перемешивания, в условиях поверхностных вод она качественно представляет собой просто дейтвие турбулентности. В условиях пористой среды концепции средней линейной скорости и продольной дисперсии тесно связаны между собой. Продольная дисперсия - это процесс, в котором часть воды и молекул растворенных веществ перемещается быстрее, чем со средней линейной скоростью, а часть - медленнее. Поэтому растворенное вещество распространяется в направлении потока, но концентрация его при этом убывает.
  Создание математической модели процесса переноса загрязнений в подземных водах без учета сорбционной модели миграции урана было завершено в проекте МНТЦ КР-72. В этой модели предполагалось, что загрязнение проходит без задержки через основание хвостохранилища до грунтовых вод и далее мигрирует с подземными водами. Основной сорбирующий слой находится в ложе хвостохранилища, поэтому в данном проекте основное внимание было уделено созданию геомиграционной модели процесса переноса загрязнений с учетом сорбции и многокомпонентных растворов в основании хвостохранилища (рис.30). Далее предполагается, что растворы через зону аэрации без изменения опускаются до грунтовых вод и моделируются как и раньше. Отличие в расчетах будет объясняться разными граничными условиями на поверхности грунтовых вод, т.к. в новой модели граничные концентрации будут другими.
 
 Рис. 30. Конструкция карты хвостохранилища ГМЗ КГРК.
 
 1. Оценка формирования загрязнений подземных вод
 
  Степень загрязнения подземных вод определяется их защищенностью от проникновения загрязняющих веществ с поверхности. Последняя, в свою очередь, зависит от многих факторов, которые можно разделить на три основных группы - природные, техногенные и физико-химические.
  К природным факторам относятся: наличие в разрезе пород зоны аэрации слабопроницаемых отложений; глубина залегания подземных вод; литология и фильтрационные свойства пород, перекрывающих подземные воды.
  Техногенные факторы определяются условиями нахождения загрязняющих веществ на поверхности земли и характером проникновения загрязняющих веществ в подземные воды.
  К физико-химическим факторам относятся специфические свойства загрязняющих веществ, их миграционная способность, сорбируемость, химическая стойкость или время распада, взаимодействие загрязняющих веществ с породами и подземными водами.
  Кроме того, защищенность подземных вод зависит от объемов сброса загрязняющих веществ, т.к. водоносный горизонт может оказаться в большей степени защищенным по отношению к эпизодическим и небольшим по количеству сбросам загрязняющих веществ на поверхность земли.
  Условия формирования загрязнения подземных вод на участке хвостохранилища КГРК можно охарактеризовать следующими данными.
  Природные факторы. Климат района умеренно континентальный с высокими летними, умеренными зимними температурами и небольшим количеством атмосферных осадков (среднегодовое количество - 380 мм). Наибольшее количество их выпадает в виде дождя и приходится на весну и осень, минимальное - на август и сентябрь. Атмосферные осадки и талые воды инфильтруются в рыхлообмолочный материал. На инфильтрацию расходуется до 46% (2,8 м3/с). Подземные воды под хвостохранилищем - трещиногрунтовые и трещиножильные - безнапорные, вскрыты на глубинах (мощность зоны аэрации) 45-80 м, образуют системы бассейнов, соответствующих площадям поверхностных водосборов, с интенсивным водообменом, гидравлически взаимосвязаны. Зеркало подземных вод в сглаженном виде повторяет поверхность современного рельефа. Уклон подземного потока 0,002-0,003 в северном направлении в сторону основных водозаборов г.Кара-Балта и ближайших сел. В естественных условиях минерализация подземных вод изменяется в пределах 0,1?0,3 г/л, воды преимущественно гидрокарбонатные кальциевые.
  Коэффициенты фильтрации гравийно-галечных отложений в районе ХВХ меняются в зависимости от мощности и состава заполнителя от 30 до 230 м/сут (при среднем 80-100 м/сут). С поверхности земли водоносный горизонт защищен слабо, покровные суглинки не превышают 1 метра, что способствует интенсивному проникновению загрязняющих веществ хвостовой пульпы в почвогрунты и далее - в подземные воды.

<< Пред.           стр. 2 (из 4)           След. >>

Список литературы по разделу