В настоящее время на многих объектах экономики, военных объектах, научных центрах и т.д. используются вещества, содержащие ядерное горючее. Ряд предприятий использует в технологических процессах или хранит на своей территории делящиеся материалы [1]. В частности, во время работы АЭС в результате активации конструкционных материалов нейтронным потоком, коррозии этих материалов и циркуляции загрязненного радионуклидами теплоносителя происходит загрязнение всех внутренних поверхностей контуров, узлов и деталей ядерно-энергетической установки, которые периодически необходимо дезактивировать. При этом не исключена возможность проникновения радионуклидов и в окружающую атмосферу, и в гидросферу. Загрязнение при эксплуатации АЭС предсказуемо, его дезактивация носит производственный планово-предупредительный характер, она регламентируется технологией, а ее объем соответствует масштабам радиоактивных загрязнений [2-3]. Общее количество радиоактивных продуктов, которые при этом образуются и часть которых может проникнуть в окружающую среду и вызвать загрязнения, достигает 1,5·1015 Бк на 1 ГВт вырабатываемой энергии. После снятия с эксплуатации АЭС также образуются дополнительные радиоактивные отходы, связанные с дезактивацией всего оборудования [4].
Локальные радиоактивные загрязнения обычно прогнозируемы, способы их дезактивации разработаны заранее и непосредственно касаются персонала. Массовыми следует считать такие загрязнения, которые опасны для населения, что вызывает необходимость проведения частичной или полной его эвакуации с загрязненных территорий и выполнения дезактивационных работ как внутри, так и вне зоны нахождения источника радиоактивного загрязнения. Значительные выбросы в виде радиоактивных аэрозолей происходят в результате тяжелых аварий. Зафиксированы аварии, связанные с разгерметизацией, взрывом и выходом из строя отдельных узлов и агрегатов оборудования ядерного цикла. Накопление водорода в радиоактивных отходах также может привести к взрыву и выбросу радиоактивных веществ из хранилищ [5-7].
При аварии на АЭС радиоактивные частицы оседают по пути движения облака в первые часы после аварии, образуя радиоактивный след [1]. На распространение радиоактивного облака и характер радиоактивного заражения атмосферы и местности будут оказывать влияние направление, скорость ветра и класс вертикальной устойчивости атмосферы.
Радиоактивное загрязнение воздуха определяется содержанием пыли в приземном слое воздуха на загрязненной территории. Пылеобразование особенно возрастает при лесных, торфяных пожарах, во время проведения сельскохозяйственных и других работ, связанных с нарушением почвенного покрова (лесоразработки, прокладка гидротехнических и других сооружений). В этих условиях радиоактивность воздуха возрастает в десятки — сотни раз.
Таким образом, радиоактивные загрязнения многочисленных объектов вызваны различными причинами. При этом дезактивация занимает важное место в системе радиационной безопасности и в мероприятиях, обеспечивающих снижение последствий аварий.
Радиоактивные загрязнения классифицируют на первичные, вторичные и многократные [2]. Первичные загрязнения вызваны радиоактивными веществами, которые образовались в процессе аварии, производственной деятельности, взрывов ядерных боеприпасов. Вторичные радиоактивные загрязнения определяются переходом радиоактивности с загрязненных объектов на чистые. Радионуклиды с загрязненных сооружений, транспорта и дорог могут переходить обратно в воздушную среду, а затем оседать, загрязнять незагрязненные, а также уже грязные объекты. Один и тот же объект может за счет вторичных процессов загрязняться несколько раз. В этих условиях вторичные загрязнения становятся многократными. Наиболее опасными источниками загрязнения являются выбросы радиоактивных веществ в атмосферу и распространение этих выбросов в виде аэрозольного облака. Помимо аэрозольного возможно контактное радиоактивное загрязнение, которое происходит в результате соприкосновения поверхностей различных объектов с жидкой или твердой средой, содержащей радионуклиды. Контактное загрязнение имеет место в процессе добычи урана шахтным способом, при переработке, транспортировке и хранении ядерного топлива. Даже при проведении дезактивационных работ местности снятый для захоронения верхний радиоактивный слой грунта является источником контактного загрязнения поверхностей кузовов самосвалов и погрузочных механизмов, что имело место при ликвидации последствий чернобыльской аварии [8-9].
Особенности образования радиоактивных аэрозолей влияют на поведение радиоактивных частиц, загрязнение объектов и эффективность дезактивации. Радиоактивные аэрозоли в атмосферном воздухе образуются в результате следующих процессов: диспергирования веществ, содержащих радиоактивные продукты; конденсации и десублимации паров радиоактивных веществ; адсорбции радионуклидов на атмосферных аэрозольных частицах; распада инертных газов с последующей их конденсацией, а также вследствие образования наведенной активности. Образование радиоактивных аэрозолей диспергированием происходит под действием взрыва, распыления жидкости или других процессов. Примерами источников образования радиоактивных аэрозолей диспергированием веществ являются работы по разгерметизации загрязненного оборудования, шлифовка облученных деталей и особенно сварочные работы. Необходимым условием конденсации паров радионуклидов является пересыщение и неравномерное их распределение в воздушной среде, а также присутствие ядер конденсации или зародышей. Одновременно с конденсацией, т. е. переходом пара в жидкость, при сильном охлаждении может происходить процесс десублимации, т. е. переход пара в твердое состояние, минуя жидкое.
Газообразные радионуклиды, находящиеся в воздухе, могут адсорбироваться на неактивных аэрозольных частицах. Интенсивность адсорбции радионуклидов определяется большой удельной поверхностью неактивных аэрозолей. Удельная поверхность аэрозольных частиц диаметром 19 мкм составляет примерно 500 м2/кг, и чем меньше размер аэрозольных частиц, тем больше его удельная поверхность.
Счетная концентрация Vt, которая характеризует число аэрозольных частиц в единице объема, в процессе образования радиоактивных частиц за время t изменяется следующим образом [10]:
где V0 − начальная счетная концентрация реактивных атмосферных аэрозолей, м–3, когда t = 0; K − постоянная, характеризующая число осевших радионуклидов на поверхность частиц к их числу в воздухе.
Согласно зависимости (1), адсорбция радионуклидов и образование в результате этого радиоактивных аэрозолей определяется концентрацией неактивных аэрозольных частиц V0 и временем процесса. Например, время адсорбции 50 % радионуклидов 131I, находящихся в воздушной среде на частицах диаметром 1 мкм, колеблется от 10–2 до 203 с при росте счетной концентрации с 102 до 1010 м–3.
При радиоактивном распаде из газообразного ксенона образуются твердые аэрозольные частицы радионуклидов цезия, а из криптона − изотопы рубидия, которые сразу конденсируются в высокодисперсные аэрозоли с диаметром капель 0,13–0,16 мкм. Следует подчеркнуть, что размер, а также форма частиц являются важными параметрами радиоактивных аэрозолей, поскольку оказывают существенное влияние на загрязненность объектов и последующую эффективность дезактивации.
Среди радиоактивных аэрозольных частиц (активностью обычно меньше 5·10–4 Бк) встречаются так называемые «горячие» частицы, активность которых может достигать 106 Бк [11]. После чернобыльской аварии большое число горячих частиц, среди которых были и a -активные, было обнаружено в воздухе в Березинском заповеднике (120 км от Минска) в период 26.04–21.05 1986 г. В основном активность этих горячих частиц определялась такими нуклидами, как 131I, 137Cs, 134Cs, 103Ru, 95Zr и 140Bа [12]. Наличие горячих частиц имеет прямое отношение к эффективности дезактивации − достаточно остаться одной частице на обрабатываемой поверхности (в щелях или пазах), чтобы остаточная загрязненность превышала допустимые нормы, и при этом цели дезактивации не достигаются.
Горячие частицы впоследствии могут служить источником распространения радиоактивности в почве. Для оценки такой возможности были проведены исследования по миграции радионуклидов 90Sr и 137Cs, поступающих в почву в процессе их выщелачивания с поверхности горячих частиц топливного происхождения [13]. За достаточно длительное время (годы) вследствие диффузии радионуклиды из внутреннего объема горячей частицы проникают на поверхность, выщелачиваются и в виде растворимых соединений попадают в почвенный раствор, а из него − в растения. Поскольку средний размер горячих частиц находится в пределах 1−2 мкм, то 80 % 90Sr перейдет из частиц в почву за 5−10 лет, а через 50 лет − полностью. За этот же период времени большая часть 137Cs тоже перейдет в почвенный раствор. Следовательно, появляется возможность их дальнейшего распространения в живой природе.
Количественная оценка эффективности дезактивации
Если при дезактивации радиоактивные загрязнения объектов снижаются ниже допустимых норм, то такую дезактивацию следует считать эффективной. Эффективность дезактивации обычно оценивается при помощи коэффициента дезактивации KД [2]:
где n2 − параметр, связывающий загрязнение поверхности объектов с дозой, получаемой от этой поверхности; n3 − параметр, связывающий предельно допустимую дозу (ПДД) и допустимый уровень загрязнения (ДУ).
При изменении загрязнений поверхности различных объектов (транспорта, местности, одежды и др.) отношение параметров остается примерно постоянным. Поэтому коэффициент дезактивации можно определять по снижению мощности дозы от загрязненного объекта.
Переход от уровня загрязнения местности к мощности дозы над этой местностью можно представить в виде:
где ВД − дозовый коэффициент, мкГр•м2/Бк•ч; Ам − уровень загрязнения местности, Бк/м2.
Оценка эффективности дезактивации из соотношения (6) является упрощенной, поскольку KД, определенный таким образом, не учитывает опасность радиоактивных загрязнений и возможность облучения людей со стороны уже дезактивированных объектов. Соотношение (6) не позволяет оценить, достигнута ли цель дезактивации, так как при одном и том же KД остаточное количество загрязнений может быть выше уровней, обусловленных нормами радиационной безопасности. С целью учета этого введено понятие о требуемом коэффициенте дезактивации Kтр, который для радиоактивных загрязнений поверхностей различных объектов можно представить в виде:
При значительных авариях на ядерных объектах в зависимости от обстоятельств по согласованию с органами санитарного надзора могут быть введены временные допустимые уровни загрязнения. Так, в Чернобыле после аварии, исходя из фактической опасности и свойств отдельных радионуклидов, были временно установлены следующие допустимые уровни загрязнения местности [2]: для 239Pu − 3,7 · 109 Бк/км2; 90Sr − 1,1 · 1011 Бк/км2 и 137Cs − 5,5 · 1011 Бк/км2.
В Чернобыле 30−километровой зоны мощность дозы от указанных загрязненных объектов после дезактивации составляла 0,87 мкГр/ч, что примерно в 10 раз выше среднего радиационного фона от внешнего γ-излучения на поверхности Земли.
Для того, чтобы требуемый коэффициент дезактивации наиболее полно отражал эффективность и полноту обработки, введено понятие приведенного коэффициента дезактивации ПКД, который можно представить в виде [2]:
Из соотношения (9) следует, что ПКД учитывает достигнутую эффективность дезактивации KД и требуемую Kтр. Если при дезактивации достигнута цель и конечная загрязненность объекта равна допустимой, т. е. Ак = АДП, то ПКД = 1. Если же Ак = Ан, т. е. дезактивация не произошла, ПКД = 0. Следовательно, дезактивация эффективна тогда, когда ПКД ≥ 1. Это дает возможность сравнивать качество дезактивационных работ, проводимых различными способами и в разных условиях по величине ПКД. Принято считать, что если ПКД > 2, т. е. Ак > АДП, то дезактивация отличная. Когда ПКД лежит в пределах 1,5–2,0 (Ак < АДП), то ее можно оценить как хорошую. Если 1 < ПКД < 1,5, то обработка удовлетворительная. Плохой дезактивация будет в тех случаях, когда ПКД < 1.
Заключение
Таким образом, в статье проведен количественный анализ дезактивации радиоактивно-загрязнённой поверхности на местности. Качество дезактивации определяется коэффициентом дезактивации ПКД, который отражает эффективность и полноту обработки загрязненной поверхности. Даны конкретные рекомендации по проведению удовлетворительной дезактивации при авариях на АЭС.
Литература
- Мансиев Г.Г., Байрамов А.А. Анализ угрозы Армянской Мецаморской Атомной Электростанции. Журнал «Военное знание», Баку. Воениздат, 2015. № 1. С. 3–12.
- Зимон А.Д., Пикалов В.К. Дезактивация. М.: ИздАТ, 1994. 336 с.
- Кеслер Г. Ядерная энергетика. М.: Энергоатомиздат, 1986. 264 с.
- Камерон И. Ядерные реакторы. М.: Энергоатомиздат, 1987. 320 с.
- Шульц У.Х. Аварии на ядерно-технических установках / Пер. с нем. М.: Атомиздат, 1969. Вып. 1–3.
- Hargen S. et al. // Atomwitrschatt. B. 34, N 1. S. 13–16.
- Seehars D., Hochreiner D. // J. Nucl. Mater. 1969. V. 166, N 12. P. 214–217.
- Маргулис У.Я. Атомная энергия и радиационная безопасность. М.: Энергоатомиздат, 1983.
- Израэль Ю.А. и др. Радиоактивные загрязнения природных сред при подземных ядерных взрывах и методы его прогнозирования. Л.: Гидрометеоиздат, 1970.
- Менькин Л.И. // Радиационная безопасность и защита АЭС. 1987. № 2. С. 202–216.
- Чернобыль – пять трудных лет. Обзор / Под ред. Ю.В. Сивинчева, В.А. Качалова. М.: ИздАТ, 1992.
- Wang J. // Nucl. Power Eng. 1987. 8, N 8. P. 21–25.
- Долин В.В. и др. // Докл. АН УССР. 1990. Сер. Б. № 12. С. 6–11.[schema type=»book» name=»ДЕЗАКТИВАЦИЯ РАДИОАКТИВНЫХ ЗАГРЯЗНЕНИЯ » description=»В статье проведен количественный анализ дезактивации радиоактивно-загрязнённой поверхности на местности. Качество дезактивации определяется коэффициентом дезактивации ПКД, который отражает эффективность и полноту обработки загрязненной поверхности. Даны конкретные рекомендации по проведению удовлетворительной дезактивации при авариях на АЭС.» author=»Мансиев Гахраман Гарибали оглы» publisher=»aтомная электростанция, аварии, радиоактивное облако, радиоактивные загрязнения, дезактивация.» pubdate=»2017-03-13″ edition=»ЕВРАЗИЙСКИЙ СОЮЗ УЧЕНЫХ_30.05.2015_05(14)» ebook=»yes» ]