孫 琦，章曉崑，張振濤

(中國原子能科學(xué)研究院，北京 102413)

根據(jù)國家核電發(fā)展現(xiàn)狀和規(guī)劃，截至2019年12月底，我國在運(yùn)核電機(jī)組47臺(tái)，裝機(jī)容量4 875萬kW，位居全球第三，占全國總裝機(jī)的2.42%；在建核電機(jī)組13臺(tái)，裝機(jī)容量1 387萬kW，在建規(guī)模保持全球領(lǐng)先。2019年，在運(yùn)核電機(jī)組總發(fā)電量3 481.31億kW·h，占全國總發(fā)電量的4.88%[1]。到2050年我國的發(fā)電總量將達(dá)2～3 TW，預(yù)計(jì)核電裝機(jī)將達(dá)到200～300 GW，占總發(fā)電量15%～20%左右[2]。

隨著我國核電事業(yè)的飛速發(fā)展，高放廢物的處理和處置，將成為一個(gè)重大的安全和環(huán)保問題。每增加一座百萬千瓦級(jí)的核電廠，每年將多產(chǎn)生約22 t重金屬乏燃料，每個(gè)堆全壽期共產(chǎn)生約1 320 t重金屬乏燃料。如果我國核電規(guī)模達(dá)到100 GW，則所有核電廠產(chǎn)生的乏燃料總量將達(dá)到138 070 t重金屬[3]。

各國提出過多種高放廢物處置方案。核嬗變法是指把長壽命放射性核素從高放廢物中分離出來，放入反應(yīng)堆或加速器中用嬗變方法變成短壽命或非放射性核素，該方法可使放射性廢物的長期危害降低到最小,實(shí)現(xiàn)放射性廢物的減害處理，但是該方法費(fèi)用十分昂貴,目前很難實(shí)現(xiàn)。稀釋法是將核廢物極度稀釋至對(duì)生態(tài)環(huán)境無害的水平,高放廢物的半衰期很長，稀釋成本高，所以稀釋法不適宜高放廢物[4]。隔離法將核廢料與生物圈長期隔離,使放射性核素不能進(jìn)入生物圈或進(jìn)入生物圈之前已經(jīng)不會(huì)對(duì)其產(chǎn)生危害。隔離法又包括太空處置、海洋處置、冰層處置及地質(zhì)處置等,其中冰層處置與太空處置僅是一種設(shè)想。通過對(duì)各種方案的分析和對(duì)比，許多國家對(duì)地質(zhì)處置的安全性與現(xiàn)實(shí)性達(dá)成共識(shí),并認(rèn)為高放廢物地質(zhì)處置是最現(xiàn)實(shí)、可行的方法[5]。

在處置庫建造階段，由于開挖使得圍巖中應(yīng)力重新分布，圍巖發(fā)生擾動(dòng)，巖體內(nèi)部原生裂隙出現(xiàn)擴(kuò)展、連通，產(chǎn)生新生的微裂隙,巖體的滲透系數(shù)變大，出現(xiàn)這種變化的部位稱為開挖損傷區(qū)(excavation damaged zone, EDZ)[6]。處置庫建造階段形成，由裂隙發(fā)育而來的EDZ是放射性核素的重要遷移通道。處置庫廢物體中的放射性核素會(huì)持續(xù)衰變釋熱造成圍巖溫度升高，影響處置庫的密封性和穩(wěn)定性，放射性核素在長期的地質(zhì)埋藏過程中輻射劑量泄漏風(fēng)險(xiǎn)也會(huì)隨之升高[7]。EDZ位于高放廢物處置庫工程屏障和遠(yuǎn)場(chǎng)圍巖中間，對(duì)于整個(gè)處置場(chǎng)的安全評(píng)價(jià)具有不可估量的重要意義。自上世紀(jì)末期，國內(nèi)外眾多科研工作者對(duì)EDZ在核廢物處置庫安全性的評(píng)估影響開展了大量工作，進(jìn)行了系統(tǒng)全面的理論研究[8-9]。本文綜述了EDZ對(duì)核素遷移的影響，旨在為處置庫工程性狀的評(píng)估及長期安全狀態(tài)的評(píng)定提供參考依據(jù)。

1 處置庫概念設(shè)計(jì)及模擬

高放廢物深地質(zhì)處置是將高放廢物隔離在500～1 000 m以下的地質(zhì)介質(zhì)中[10]，采用多重屏障，工程屏障系統(tǒng)(engineering barrier system, EBS)和天然屏障系統(tǒng)(natural barrier system，NBS)來阻滯放射性核素從處置庫向生物圈的遷移。處置屏障系統(tǒng)的近場(chǎng)(near field)和遠(yuǎn)場(chǎng)(far field)構(gòu)成示于圖1。工程屏障系統(tǒng)被稱為近場(chǎng)，包括廢物固化體、處置罐、緩沖/回填材料，天然屏障系統(tǒng)遠(yuǎn)場(chǎng)指的是阻滯放射性核素從處置庫向生物圈遷移的天然地質(zhì)體，即圍巖[11]。我國目前已經(jīng)初步選定甘肅北山地區(qū)為處置庫的重要預(yù)選區(qū)域，內(nèi)蒙古高廟子鈉基膨潤土為處置庫的首選回填材料，北山花崗巖為處置庫的重要預(yù)選圍巖[12]。

圖1 處置屏障系統(tǒng)的近場(chǎng)和遠(yuǎn)場(chǎng)構(gòu)成[11]

圍巖的挖建會(huì)產(chǎn)生宏觀裂隙和微觀裂隙，不同模型在描述裂隙中核素遷移時(shí)具有不同的優(yōu)勢(shì)和不足，目前核素遷移的研究中多數(shù)僅使用其中一種模型來概化裂隙介質(zhì)，模型的選取對(duì)核素在裂隙介質(zhì)中遷移影響的研究較少。彭志娟[13]使用美國勞倫斯伯克利國家實(shí)驗(yàn)室開發(fā)的用于模擬多組分多相流的TOUGH2運(yùn)算平臺(tái)進(jìn)行模擬，采用不同的數(shù)學(xué)模型概化裂隙對(duì)129I、135Cs在裂隙介質(zhì)中遷移的影響，分別建立了EDZ模型和阻滯放射性核素從處置庫向生物圈遷移的天然地質(zhì)體的模型，即遠(yuǎn)場(chǎng)模型。EDZ模型由等效連續(xù)(EC)模型和雙重介質(zhì)(DP)模型進(jìn)行概化，結(jié)果表明，在相同的時(shí)刻，129I和135Cs在EC模型中的濃度大于在DP模型中的濃度；在相同的位置，129I和135Cs在DP模型中的濃度會(huì)率先達(dá)到峰值；129I和135Cs在DP模型中的遷移速度更快。對(duì)比129I 和135Cs在EDZ模型與遠(yuǎn)場(chǎng)模型中模擬結(jié)果可知，EDZ模型中129I 和135Cs的遷移速度大于遠(yuǎn)場(chǎng)模型中的遷移速度，說明EDZ的存在會(huì)加快129I和135Cs遷移。對(duì)比等溫和變溫條件下EDZ模型與遠(yuǎn)場(chǎng)模型的結(jié)果發(fā)現(xiàn)，溫度升高后，EDZ模型中129I 和135Cs的遷移速度仍大于遠(yuǎn)場(chǎng)模型中的遷移速度。

根據(jù)理論模擬，EDZ區(qū)裂隙的斷口邊緣與廢物容器之間的距離對(duì)核素遷移速率影響很大[14]。季瑞利使用ACRi(Analytic & Computational Research, Inc.)公司研發(fā)的Porflow模擬軟件進(jìn)行了模擬運(yùn)算，設(shè)置了三個(gè)情景(圖2)：情景(a)和情景(b)中放射性核素可直接通過EDZ區(qū)擴(kuò)散到裂隙內(nèi)部，其中情景(a)模擬處置坑圍巖內(nèi)不存在EDZ區(qū)，情景(b)模擬處置坑圍巖內(nèi)存在EDZ區(qū)；情景(c)包含兩個(gè)算例，分別模擬裂隙與EDZ區(qū)間距0.10 m和0.20 m。三個(gè)情景中其他條件不變，著重關(guān)注放射性核素135Cs從EDZ區(qū)向裂隙遷移，以及135Cs在裂隙內(nèi)的遷移。研究人員觀察到，相同時(shí)間下135Cs在裂隙內(nèi)的活度：情景(b)中135Cs在裂隙內(nèi)的活度>情景(c)中135Cs在裂隙內(nèi)的活度>情景(a)中135Cs在裂隙內(nèi)的活度。情景(c)中，巖體內(nèi)裂隙與EDZ區(qū)距離越遠(yuǎn)，裂隙內(nèi)135Cs放射性濃度上升速度越慢，即巖體內(nèi)裂隙距離EDZ區(qū)越遠(yuǎn)，擴(kuò)散到其中的135Cs活度越小[5]。即EDZ區(qū)裂隙的斷口邊緣與廢物容器之間的距離越大，核素遷移量越小。

B—膨潤土；W—廢物體；E—EDZ 區(qū)；F—裂隙；G—完整花崗巖

2 EDZ區(qū)的裂隙水對(duì)核素遷移的影響

EDZ中的裂隙地下水是進(jìn)行安全評(píng)估的重要因素[15]。裂隙水化學(xué)是一個(gè)熱門話題，因?yàn)榱严端慕M成和相關(guān)的物理化學(xué)參數(shù)(酸堿度-pH、氧化還原電位-Eh)直接控制著處理系統(tǒng)中發(fā)生的遷移過程，并影響到核素遷移過程。更具體地說，裂隙水化學(xué)實(shí)驗(yàn)對(duì)于理解和預(yù)測(cè)放射性核素的化學(xué)形態(tài)、溶解性和吸附性以及支持遷移研究至關(guān)重要。因此，對(duì)粘土巖裂隙水組成及其潛在的地球化學(xué)和運(yùn)移過程的認(rèn)識(shí)，是安全評(píng)估所需科學(xué)基礎(chǔ)的重要組成部分。這就需要對(duì)實(shí)際可能發(fā)生放射性核素釋放的條件下，受干擾或損壞的EDZ的特征和行為進(jìn)行評(píng)估[16]。

2.1 裂隙水中的化學(xué)反應(yīng)對(duì)核素遷移的影響

2.2 裂隙水中的pH和Eh對(duì)核素遷移的影響

Beall等[19]研究了核素在不同pH和Eh條件下在花崗巖中的吸附，指出Np5+和Pu6+被含F(xiàn)e2+礦物還原為Np4+和Pu4+后被吸附。Eh對(duì)吸附的影響總是和核素價(jià)態(tài)相聯(lián)系，而pH的影響與不同價(jià)態(tài)核素水解能力相關(guān)[20]。北山三號(hào)井地下水的氧化還原電勢(shì)為83.2 mV，U和Tc在此狀態(tài)下的溶解能力較強(qiáng)，Se相對(duì)較低，且溶解態(tài)的U、Tc和Se主要以陰離子形式存在，遷移能力強(qiáng)[21]。Allard等[22]總結(jié)了錒系元素在地質(zhì)介質(zhì)中的吸附行為，指出在大多數(shù)環(huán)境條件下低價(jià)錒系元素易吸附在地質(zhì)材料上，一般在溶液中主要是在生成中性氫氧化物的pH范圍內(nèi)觀察到最大吸附；生成陰離子絡(luò)合物后，吸附減少。章英杰與貫鴻志等[23-24]在研究中發(fā)現(xiàn)，隨著溶液pH升高，花崗巖對(duì)于Pu與Am的吸附能力增強(qiáng)。北山地下水的pH在6.8～8.4[25]，在此條件下，U和Tc的溶解度相對(duì)較高，Se的溶解度相對(duì)較低，而Np的溶解度更低，溶解態(tài)的U、Tc和Se主要以陰離子的形式存在，很難被作為核廢物處置庫圍巖或者緩沖或回填材料的花崗巖和黏土礦物吸附[21]。即裂隙中U、Tc和Se易遷移，Pu和Am次之。

3 EDZ區(qū)的膠體對(duì)核素遷移的影響

裂縫與鉆孔周圍的EDZ相交，導(dǎo)致在膨潤土/花崗巖邊界處產(chǎn)生水流，并在此處產(chǎn)生膠體。放射性核素通過膨潤土緩沖液擴(kuò)散，并釋放到裂隙水中。然后，放射性核素部分溶解在溶液中，部分?jǐn)U散到花崗巖基質(zhì)中或吸附在膠體上，足夠濃度的膠體能夠影響放射性核素的遷移[26]。因?yàn)槟z體不能穿透花崗巖的基質(zhì)孔隙，因此只能在裂隙中運(yùn)移。所以，吸附在膠體上的放射性核素也被排除在基質(zhì)擴(kuò)散之外，這通常是導(dǎo)致放射性核素在花崗巖基質(zhì)介質(zhì)中阻滯的最重要原因之一。此外，被膠體吸附的放射性核素在其他地方也不能被吸附。這兩種效應(yīng)都會(huì)導(dǎo)致放射性核素加速運(yùn)輸。膠體促進(jìn)核素遷移的影響取決于膠體上核素的分配系數(shù)，分配系數(shù)最高的是錒系元素以及Ni、Zr、Nb和Sn。膠體的存在加速了放射性核素的運(yùn)輸過程。由于放射性核素的放射性衰變，更短的傳播時(shí)間也可能導(dǎo)致更小比例的衰變核素，從而導(dǎo)致更高的劑量率。Rübel等[27]發(fā)現(xiàn)126Sn產(chǎn)生的劑量率的最大值因膠體促進(jìn)遷移而增加約2倍。膠體濃度在1 ppm時(shí)已吸附了最大量的126Sn。當(dāng)膠體濃度為1 ppm時(shí)，對(duì)240Pu的影響可以忽略不計(jì)；當(dāng)膠體濃度為10 ppm時(shí)，240Pu的劑量率增加約為1.5倍；而當(dāng)膠體濃度為100 ppm時(shí)，對(duì)240Pu的增加約為20倍。由放射性物質(zhì)作為分散相或分散相組分之一所形成的膠體，根據(jù)溶液介質(zhì)條件的不同，可分為真膠體與假膠體。其中真膠體具有膠體的一切特性，而假膠體中的放射性核素能以離子狀態(tài)透過半透膜，當(dāng)膠粒大于100 nm時(shí)，又可用離心法沉降。Nagasaki等[28]研究了不同 pH 和不同離子強(qiáng)度時(shí)，蒙脫土膠體和錒系元素假膠體的遷移現(xiàn)象發(fā)現(xiàn)，當(dāng)Am和Np被吸附時(shí)易形成可分散的假膠體時(shí)，大部分Am3+和Np5+穿過了石柱，表明膠體促進(jìn)了以上兩種核素的遷移。Huber[29]發(fā)現(xiàn)水中存在膠體時(shí)，核素232Th4+、242Pu4+和243Am3+會(huì)從膠體上解吸。上述實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，EDZ區(qū)的裂隙中的膠體會(huì)加速核素的遷移。

4 EDZ區(qū)的膨潤土對(duì)核素遷移的影響

我國高放廢物地質(zhì)處置擬采用膨潤土作為緩沖或回填材料。EDZ裂隙中會(huì)擠壓進(jìn)入膨潤土，擠入的膨潤土則會(huì)限制放射性核素的遷移。膨潤土的擠壓速度受溫度影響，鈉型膨潤土比鈣型膨潤土的擠入速度快[30]。鈉型膨潤土和鈣型膨潤土在不同溫度下，膨潤土擠出區(qū)域中均出現(xiàn)了濃度峰值。出現(xiàn)濃度峰的原因主要是由于固相傳輸。在裂縫與緩沖區(qū)的交點(diǎn)附近，空隙率低，固體顆粒含量高，液相中的放射性核素遷移受到高度抑制。大量的放射性核素吸附到固體材料上，并通過固相運(yùn)動(dòng)進(jìn)行運(yùn)輸。然后在濃度較低的液相發(fā)生解吸。當(dāng)這些放射性核素在液相中擴(kuò)散回去時(shí)，就會(huì)產(chǎn)生一個(gè)濃度峰值[31]。以Cs和Np為例進(jìn)行研究，Cs濃度峰值隨溫度升高而降低，因?yàn)镃s在較低溫度下具有較高的吸附能力，遷移受到抑制；溫度升高，膨潤土擠入速度加快，孔隙率降低，Cs的吸附分配系數(shù)降低。處置庫中在二者的共同作用下，Cs是唯一濃度峰值隨溫度的升高而減小的放射性核素。隨著擴(kuò)散的增加和吸收的減弱，遷移實(shí)際上得到增強(qiáng)。因此，持續(xù)升高的環(huán)境溫度可能會(huì)降低膨潤土中Cs的含量。Np的吸附分配系數(shù)隨溫度的升高而增大，Np的吸附量增加，Np的濃度峰值增大。孔隙率隨擠出速度的增加而降低，并且在較高溫度下的高吸附性極大地抑制了裂縫中的遷移。由于擴(kuò)散的增加，基本上抵消了增強(qiáng)的遷移[32]。濃度峰值的增加證實(shí)了這一點(diǎn)。對(duì)于兩種膨潤土類型，這些趨勢(shì)保持一致。實(shí)際地下工程中EDZ區(qū)內(nèi)存在很多裂隙，這些裂隙是放射性核素從工程屏障遷移到遠(yuǎn)場(chǎng)的重要通道，因此，如果能在膨潤土和EDZ區(qū)之間充填對(duì)放射性核素阻滯效果比膨潤土更好的材料，通過改進(jìn)地下工程設(shè)計(jì)、提高施工工藝、降低EDZ區(qū)的厚度及其與處置庫圍巖內(nèi)裂隙之間的連通性，可以提高EDZ區(qū)對(duì)放射性核素的阻滯效果。

5 結(jié)論與展望

目前國內(nèi)外在EDZ對(duì)于核素遷移影響的研究領(lǐng)域中已開展了大量工作，研究方法也較為成熟，總結(jié)對(duì)其影響因素主要包括：核素自身性質(zhì)、裂隙水作用、Eh-pH、裂隙充填物以及裂隙中的膠體等，且各因素之間相互促進(jìn)或制約，共同體現(xiàn)著影響作用。EDZ區(qū)的裂隙會(huì)加速核素遷移，并且裂隙的斷口邊緣與廢物容器之間的距離越大，核素遷移量越小。裂隙中U、Tc和Se易遷移，Pu和Am次之；裂隙水中的化學(xué)反應(yīng)、裂隙中的膨潤土對(duì)核素的遷移有阻礙作用；裂隙中的膠體則會(huì)加速核素的遷移。通過相關(guān)文獻(xiàn)閱讀，可獲得關(guān)鍵核素在EDZ中的遷移信息，初步掌握遷移規(guī)律，為地下實(shí)驗(yàn)室運(yùn)行階段開展核素遷移實(shí)驗(yàn)提供技術(shù)儲(chǔ)備。但現(xiàn)有的遷移模型只針對(duì)某一影響因素建立，模擬精度十分有限，隨著計(jì)算機(jī)技術(shù)的革新以及實(shí)驗(yàn)的開展，未來所建模型將會(huì)從忽略大量影響因素的簡單模擬模型發(fā)展到考慮更多影響因素的模擬模型，從而大大提高模擬精度。同時(shí)也需要在工程施工上優(yōu)化方法，減少裂隙發(fā)育生成EDZ區(qū)，增加地質(zhì)處置庫的安全性和穩(wěn)定性。