陈海英，王一川,*，黄旭阳，刘巧凤，李 帷，孙大威

(1.生态环境部 核与辐射安全中心，北京 102401；2.上海核工程研究设计院有限公司，上海 200233)

小型压水堆作为安全、经济、高效的分布式清洁能源，具有高安全性、一体化、模块化、多用途的特点[1-3]。我国高度重视小型压水堆核动力技术研究，各核电集团开展了大量的研发工作，积极推进小型压水堆综合利用的实践，如ACP100、ACPR50S、“燕龙”低温供热堆等。在核电厂选址阶段，事故源项及剂量评估是确定场址非居住区(EAB)、规划限制区边界(LPZ)的依据[4]。目前，国内小型压水堆选址假想事故的选取仍是关注和争论的焦点。美国核管会(NRC)开展了NuScale小型压水堆设计认证申请的审查，2020年8月发布了最终安全评估报告，为我国小型压水堆事故源项与剂量评价提供了重要参考[5]。

小型压水堆开展放射性后果分析的设计基准事故主要包括蒸汽发生器管道破裂事故、主蒸汽管线破裂事故、燃料操作事故、弹棒事故、安全壳外载有冷却剂的小管道破裂事故等。小型压水堆一体化的结构设计，消除了弹棒事故、大破口失水事故等，NuScale审查结果表明燃料操作事故需重点关注[5]。发生燃料操作事故后，燃料棒包壳损坏，放射性核素从包壳间隙中释放出来，经水池水洗过滤后进入厂房，然后释放到环境中。该事故源项及剂量受水洗过滤作用、剂量转换因子、衰变时间、释放时间及短期大气弥散因子等因素影响。水洗对元素碘具有显著的滞留作用，衰变时间对短半衰期核素的释放量产生较大影响[6-7]。短期大气弥散因子和剂量转换因子直接影响辐射剂量大小。2021年8月，NRC发布了RG4.28，提出采用ARCON计算与事故相关的场外短期大气弥散因子(<1 200 m)的方法[8]。

本文基于燃料操作事故后核素的迁移释放过程，建立小型压水堆事故释放源项与剂量计算模型，研究水洗过滤作用、剂量转换因子、释放时间、衰变时间等对事故源项与剂量的影响，并采用PAVAN和ARCON96程序对比计算短期大气弥散因子，为模块化小型压水堆场外边界剂量估算提供技术支持。

1 计算模型

1.1 环境释放源项计算模型

燃料操作事故中核素的来源是破损燃料棒包壳间隙，消减因素主要是水池的水洗过滤[5]，计算模型如下：

(1)

式中：Aei为事故后释放到环境中的核素活度，Bq；A0i为换料时燃料组件内核素的活度，Bq；Fi为堆芯内核素释放到乏燃料水池的份额；Fxy为径向功率峰因子；εi为各形态碘的份额，对于其他核素εi=1；r为燃料棒破损率；T为事故后的释放持续时间，h；t为事故后时间(当t=T时，从水池逸出的核素全部释放到环境中，随后环境中的核素活度不再变化)，h；DF为乏燃料水池对核素的去污因子；i为不同核素。

1.2 剂量计算模型

个人有效剂量考虑烟云浸没外照射、地面沉积外照射和吸入内照射3个途径，计算模型如下：

(2)

(3)

(4)

Dt=Da+Dg+Di

(5)

甲状腺剂量计算模型如下：

(6)

2 参数设置

根据最新的国外小型压水堆放射性后果分析方法，燃料操作事故的计算假设与参数取值参考RG1.183[5]。基于保守考虑，假设发生事故的燃料组件以最大燃料功率因子运行，事故后最终释放到环境的核素包括惰性气体和碘。RG1.183中假设水池仅对元素碘有水洗过滤作用，对有机碘和惰性气体不起作用，元素碘去污因子(DF)为500，水池的整体有效碘去污因子为200(该事故中对应的元素碘去污因子为285)[6]。因此，选取了元素碘去污因子为285和500两种情况，对比分析环境中的元素碘释放量。

采用PAVAN和ARCON96程序分别计算短期大气弥散因子，选取每个方位(扇区)99.5%概率水平和全场址95%概率水平的短期大气弥散因子中的较大值用于剂量计算[8-9]，对比不同程序对短期大气弥散因子及剂量计算结果的影响。另外，分析剂量转换因子、持续释放时间和衰变时间对核素活度和辐射剂量的影响。剂量转换因子取自ICRP71号报告、美国环境保护署第11号和12号联邦导则报告(FGR)[10-12]。对于小型核动力厂，发生1次极限事故时，非居住区边界上公众个人(成人)在整个事故持续时间内可能受到的有效剂量应低于10 mSv，甲状腺当量剂量应低于100 mSv[13]。

3 计算结果与分析

3.1 水洗过滤作用

去污因子用于表征燃料水池的水层过滤效果，去污因子限值对环境中元素碘的释放量影响如图1所示。事故后0～2 h，释放到环境中的元素碘逐渐增多，t=2 h，元素碘全部释放到环境中，之后趋于稳定。DF=285和DF=500两种情况下，释放到环境的元素碘活度比值为1.75，去污因子限值对环境中的元素碘释放量影响显著。

图1 水洗过滤作用对释放到环境中的元素碘活度的影响Fig.1 Effect of water filtration on activity of element iodine released into environment

水洗过滤不仅影响环境中的碘释放量，而且影响环境中的碘化学组成形式。不同形态碘的剂量转换因子不同，因此各形态碘的比例直接影响剂量结果。当元素碘DF=500时，从水池中释放出来的元素碘和有机碘的比例分别为57%和43%，然而当DF≠500时，各形态碘的组成份额也相应地变化，这是剂量评价的关注点之一。

事故后30 d，各类剂量计算结果如图2所示。由图2可知，吸入内照射剂量是个人有效剂量的主要贡献者，占90%以上，而地面沉积剂量贡献微乎其微，低于1%，比吸入内照射剂量低两个数量级。地面沉积所致剂量是一长期效应，该事故2 h后就不再向环境释放核素，因此地面沉积剂量可忽略。水洗过滤作用对吸入内照射剂量和甲状腺剂量影响显著，对烟云浸没外照射剂量影响不明显。元素碘去污因子为285和500两种情况下，吸入内照射剂量、甲状腺剂量比值分别为1.48、1.47，烟云浸没外照射剂量基本相同，这是因为惰性气体是烟云浸没外照射剂量的主要贡献者。燃料操作事故中采用碘的总体去污因子为200(元素碘DF=285)时，计算结果更为保守。

图2 水洗过滤作用对事故后辐射剂量的影响Fig.2 Effect of water filtration on radiation dose after accident

3.2 剂量转化因子

剂量转换因子是影响剂量评价结果的直接因素，尤其对于小型压水堆，在当前的剂量限值要求下，剂量转换因子对剂量评价结果的影响更为关键。国内辐射剂量评估主要采用GB 18871中的剂量转化因子，该值来自ICRP71号报告，而美国一般采用环境保护署FGR11&12号报告的推荐值[14]。

采用ICRP71和FGR11&12号报告的两套剂量转换因子计算的烟云浸没外照射剂量相差不大，吸入内照射剂量、有效剂量和甲状腺剂量差异明显，比值分别为2.08、1.94、1.26，剂量转换因子对吸入内照射影响最为显著，如图3所示。采用ICRP71号报告计算的有效剂量和甲状腺剂量明显高于FGR11&12号报告计算结果，主要是因为ICRP分别给出了不同形态的碘剂量转换因子，而FGR11&12号报告中的剂量转换因子不考虑碘的形态差异。在小型压水堆剂量评价中，需考虑碘的形态分别计算碘所致剂量。

图3 剂量转换因子对事故后辐射剂量的影响Fig.3 Effect of dose conversion factor on radiation dose after accident

3.3 释放时间

释放时间tr影响放射性核素从厂房到环境的释放速率。放射性核素全部释放到环境的时间越短，释放速率越快，在事故前期释放到环境的放射性活度越大，如图4所示。事故后不同时间释放到环境的放射性活度分布叠加短期大气弥散因子共同影响剂量评估结果。

图4 释放时间对释放到环境中的放射性活度的影响Fig.4 Effect of release time on radioactivity released into environment

在释放到环境的总放射性活度相同的情况下，事故后个人有效剂量和甲状腺剂量随着释放时间的延长而逐渐减小，如图5所示。这主要是由于短期大气弥散因子随事故后时间大致逐渐减小，事故前期释放到环境的放射性活度越大，剂量评估结果越大。释放时间由2 h延长至240 h，个人有效剂量和甲状腺剂量分别从8.8 mSv和161 mSv降至2.5 mSv和38 mSv，剂量降低的速率逐渐减缓。因此，释放时间的延长显著降低了事故后辐射剂量。

图5 释放时间对事故后辐射剂量的影响Fig.5 Effect of release time on radiation dose after accident

3.4 衰变时间

燃料操作事故前裂变产物经历的衰变时间需考虑多方面的因素，如技术规格书的规定、经济性、反应堆用途和实际运行情况等。各小型压水堆的停堆衰变时间有较大差异，国内像供热堆因其用途和实际运行情况导致停堆衰变时间可以较长。反应堆停堆后的衰变时间主要影响短半衰期核素，衰变时间越长，释放到环境中的放射性活度越小，如图6所示。停堆衰变时间td由48 h延长至240 h，30 d后释放到环境的放射性活度由7.7×1014Bq降低至2.7×1014Bq，环境中的放射性活度降低显著。

个人有效剂量和甲状腺剂量随停堆衰变时间呈降低的变化趋势，如图7所示。停堆衰变48 h，有效剂量约为10 mSv，甲状腺剂量为180 mSv；停堆衰变240 h，有效剂量约为4.5 mSv，甲状腺剂量为85 mSv。甲状腺剂量100 mSv对应的衰变时间约为200 h，在非居住区边界剂量评价时需关注甲状腺剂量限值的约束。

图7 衰变时间对事故后辐射剂量的影响Fig.7 Effect of decay time on radiation dose after accident

3.5 短期大气弥散因子

采用PAVAN和ARCON96程序分别计算了不同距离处的短期(0～2 h)大气弥散因子，如图8所示。由图8可知，采用PAVAN程序计算的短期大气弥散因子大于ARCON96的，且随着距离的增大，PAVAN和ARCON96程序计算的短期大气弥散因子的差异大致呈增大趋势，100 m处两者的比值约为6.5，500 m处两者的比值约为10。在100～500 m范围内，PAVAN程序计算的短期大气弥散因子比ARCON96的约大6～10倍。

图8 不同程序计算的短期大气弥散因子对比Fig.8 Comparison of short-term atmospheric dispersion factor calculated by different codes

PAVAN与ARCON96程序在计算模型和气象数据等方面的差异导致短期大气弥散因子计算结果差别较大，具体体现在：1) PAVAN程序计算模式基于高斯烟羽模型，而ARCON96程序引入了修正模型，扩散参数考虑了低风速和建筑物尾流效应的影响，提高了低风速下计算建筑物周围浓度的准确性；2) PAVAN程序使用每小时风速、风向的联合频率分布和稳定度的测量，而ARCON96程序以逐时风向、风速、大气稳定度数据为基础[15-16]。已有研究结果表明：PAVAN程序模型对建筑物附近的相对浓度预测过高，在累积频率高于95%的情况下，PAVAN程序的结果比观测值高2～3个数量级，而ARCON96程序的结果比观测值高1～2个数量级，ARCON96程序模型更准确，其预测也提供了足够的余量[9，17-18]。

根据不同的短期大气弥散因子计算了各距离处的辐射剂量，个人有效剂量和甲状腺剂量随距离的变化如图9所示。在同一距离处，基于PAVAN程序的短期大气弥散因子计算的有效剂量和甲状腺剂量远高于ARCON96的。个人有效剂量为10 mSv时，ARCON96程序对应的距离约为110 m，PAVAN程序的约为400 m；甲状腺剂量为100 mSv时，ARCON96程序对应的距离约为160 m，而PAVAN程序在距离500 m处甲状腺剂量仍高于100 mSv。对于小型压水堆而言，ARCON96和PAVAN程序计算短期大气弥散因子对非居住区边界的划分结果影响是非常大的。NRC发布的新的监管指南RG4.28认可使用ARCON程序来计算EAB、LPZ直到1 200 m处的短期大气弥散因子[8]。

图9 短期大气弥散因子对事故后有效剂量和甲状腺剂量的影响Fig.9 Effect of short-term atmospheric dispersion factor on effective dose and thyroid dose after accident

4 结论

根据燃料操作事故后核素的迁移与释放过程，建立了事故源项及剂量计算模型，分析了影响事故后放射性源项与剂量的关键因素，主要得出以下结论。

1) 燃料水池的水层过滤不仅影响环境中的元素碘释放量，而且影响释放到环境中的各形态碘的比例，对吸入内照射剂量和甲状腺剂量影响显著，是剂量评价中需关注的问题。

2) 采用ICRP71号报告和FGR11&12号报告推荐的剂量转换因子计算的剂量差异明显，尤其是吸入内照射剂量，两者比值为2.08，这是由碘形态的差异考虑导致的。

3) 释放时间影响核素从厂房到环境的释放速率，释放时间越短，释放速率越快，在事故前期释放到环境的放射性活度越大。释放时间的延长，显著降低了事故后辐射剂量。

4) 衰变时间主要影响短半衰期核素，随着衰变时间的延长，释放到环境中的放射性活度、有效剂量和甲状腺剂量逐渐减小。

5) ARCON96与PAVAN程序在计算模型、气象数据处理等方面存在差异，导致在100～500 m范围内PAVAN程序计算的短期大气弥散因子比ARCON96的约大6～10倍，PAVAN程序对场址近区(小于500 m)范围内的相对浓度估算结果偏保守。

综合分析，参考RG1.183且采用ICPR71号报告中的剂量转换因子来评估燃料操作事故源项与剂量具有保守性，RG4.28提供的ARCON方法可用于计算不超过1 200 m范围的非居住区边界的短期大气弥散因子。