239Pu在某核废物处置预选区包气带的迁移预测

刘东旭， 司高华， 李 哲， 吴茂嘉， 富宝锋， 马金珠

(1.兰州大学资源环境学院，甘肃 兰州 730000;2.西北核技术研究所，陕西 西安 710024;3.兰州大学西部环境教育部重点实验室，甘肃 兰州 730000)

半个多世纪以来，放射性废物的处置和研究取得了较大的进展，但在场地选址、参数获取及污染风险评价等方面仍存在不足，增加了放射性废物安全处置的不确定性(易树平等，2011)。涉及到含钚废物的处置时，上述问题更为突出。虽然废物的大部分放射性是由寿命较短的同位素90Sr(T1/2=29 a)、137Cs(T1/2=30.2 a)以及其它裂变产物产生的，但潜在长期危险来自于长寿命钚同位素239Pu(T1/2=2.4 ×104a)等。

钚属于极毒组α 放射性元素，由钚释出的α 粒子不能穿过皮肤，因此，钚的潜在辐射危害是通过内照射(食入、吸入等)途径。动物实验表明，可溶性钚(如硝酸钚等)主要诱发骨肉瘤和肝癌;而吸入难溶性钚(如二氧化钚等)时主要诱发肺癌。在环境中钚会发生多种复杂的化学反应。作为水迁移源项考虑时，钚可能是溶解物质和胶体物质的组合(胡晓丹等，2008;陈竹舟等，2011)。

某核废物处置预选区位于我国西北干旱区。处置单元将位于地下水位以上的包气带中，将来核素(如239Pu)释放后在包气带的长期迁移趋势、污染地下水的可能性以及对环境的影响程度是人们关注的重要问题。在选址阶段，需采用合适的模型进行环境影响预测。近年来，核素迁移对流弥散模型与水文地球化学模型相耦合的模型成为研究热点，这是由于核素在地下介质中的运移包括水动力运移过程(包括对流、机械弥散及分子扩散等)和地球化学反应过程(包括络合、沉淀溶解、氧化还原、吸附、胶体生成等)两个方面。但在选择模型时，如果考虑因素复杂，所需数据将会增多，极大的增加计算量，而且这些数据也往往难以获取，不存在利用复杂模型的条件。通常，实用的原则是:优先选择既符合目标，形式又简单的保守模型。目前，对流弥散模型和Kd模型(用分配系数Kd描述核素的化学平衡吸附)仍是核素动态迁移中主要使用的模型(易树平等，2011;陈式等，1998;沈珍瑶，2000)。本文根据现有资料，基于考虑平衡吸附的对流弥散方程垂向一维解析解模式，对239Pu 在处置库以下包气带中的迁移进行了初步预测分析。

1 问题描述

1.1 核素迁移景象和过程分析

在入渗景象下，工程屏障失效后，处置单元以下包气带中的核素迁移可能有三个潜在过程:(1)废物体中核素的浸出释放。降水抵达地表向土壤孔隙渗入，如土壤初始含水率很小，则入渗水首先形成薄膜水，待达最大薄膜水后，又继续充填毛细孔隙形成毛细水，当土壤含水率超过最大持水量时，形成重力水下渗。有效入渗的水分与废物体接触，放射性核素可能被水浸出释放。(2)核素由包气带向饱水带迁移扩散。在包气带不同的水分形态下，核素均能以不同形式迁移，但只有重力水，才是载带核素向下层移动并可能造成地下水污染的主要水分形态。当水分进入包气带使土壤饱和后，水流中的核素一部分滞留在土壤的孔隙中，造成包气带污染，另一部分在重力水作用下向潜水面迁移扩散。(3)核素进入含水层并随地下水向远场迁移。长时间后，核素可能通过包气带进入潜水面，随地下水向远场迁移，对地下水流造成潜在污染，并对生态环境产生潜在影响。

1.2 源项

实际环境中，核素可能以PuO2以及少量的PuO3形式存在于固化体中，浸出率低。作保守考虑，假定废物一旦和水分接触，废物中核素239Pu 即浸出释放，在水中浓度和岩土中浓度瞬间达到平衡，采用分配系数Kd表示固液相中核素浓度比值。

钚同位素也可能多以难溶的氧化态胶体形态存在于水中(宋妙发等，2006)。钚离子也可形成胶体或与胶体尺寸的粒子结合。随着其相对于周围多孔介质的尺寸和电荷变化，胶体迁移可比地下水平均迁移速度更快或更慢。但已观察到与胶体缔合的钚的迁移比预测的离子迁移大大增强(胡晓丹等，2008)。此外，内华达试验场(NTS)相关研究表明，当Pu 等低溶解性放射性核素吸附到胶体上时，模拟结果表明一部分放射性核素以水流速度迁移较长距离的情景并非不合理。

在选址初期，缺乏胶体在促进锕系元素迁移中的证据和资料。鉴于此，下文将平衡吸附的Kd值设定为较小值，以简单估计胶体可能促使239Pu 以水流速度迁移的变化规律。

1.3 时间尺度

评价时间取多长，是核环境评价中的关键因素之一(沈珍瑶，2000)。根据核废物中239Pu 的相对生物危险指数与时间的关系，如图1，239Pu 的相对生物危险指数峰值在出现为(1 ～10)万年之间，10万年以前危险指数平缓上升，100 万年以后，危险指数处于较快下降阶段(章英杰等，2006)。此外，中低放废物处置评价时间一般为300 ～500 a，其依据为主要核素10个以上半衰期的期限。借鉴以上两点，文中239Pu 长期迁移的时间跨度设定为(1 ～10)万年，24 万年;239Pu 以水流速度迁移时，时间跨度根据其进入潜水面的时间确定。

1.4 限值标准

要界定核素在岩土介质中随水迁移的影响范围，须确定限值作为参考标准。GB/T 14848-93—《地下水质量标准》Ⅱ类水质要求(主要反映地下水化学组分的天然背景含量)规定总α 放射性≤0.1 Bq/L。这里不妨采用浓度指标，以0.1 Bq/L(102Bq/m3)为限值标准来界定核素在包气带迁移最大距离。

2 计算模式

在各向同性均匀介质和均匀稳定流单向流场条件下，R.B.Codell 开发的解析解模式在不需要过多输入数据情况下，能给出较合理或保守的估计。该模式也是美国核管会推荐的可用于低中放废物处置安全评价的基本模式之一(陈式等，1998;Codell，1982)。本文基于该模式进行计算分析。包气带水分侧向径流微弱，主要以垂向渗流为主，采用垂向一维模式计算核素在包气带中的运移规律和浓度变化。放射性核素在地质介质中迁移的对流弥散方程为:

式中，Dx，Dy，Dz分别为x，y，z 方向上的弥散系数(m2/s);C 为放射性核素的浓度(Bq/m3);Rd为滞留因子，无量纲;u 为平均水流速度(m/a)，u =v/θ，其中，v 为水分渗流速度(m/a)，θ 为体积含水率，无量纲;t 为放射性核素的迁移时间(a);ρ 为土壤的干容重(g/cm3);Kd为核素的分配系数(mL/g)。

核素在处置单元底部以水平面源释放(图2)，核素在包气带迁移时，设入渗水流方向为z 方向，速度为u，在x 和y 方向上处置单元底部长度分别为b 和h。那么瞬时释放一个活度单位(1 Bq)时，只考虑纵向对流和弥散作用，忽略x，y 方向上弥散，则核素在处置单元底下方z 点处的浓度为:

图1 核废物中放射性同位素的相对生物危险指数与时间的关系Fig.1 Relative biological hazard of some radioactive isotopes present in nuclear wastes as a function of time

式中，Ci为核素在处置库底下方z 处的浓度(Bq/m3);αL为纵向弥散度(m)。

图2 与流速垂直的水平面源Fig.2 Horizontal area source vertical with flow velocity

3 参数选取

研究区水文地质调查表明，处置单元以下包气带厚度约为240 m，年均降水量为24.4 mm/a。核素迁移的主要驱动力是水动力弥散作用，而阻力机制主要来自迁移过程中岩土介质对核素的吸附作用。水分渗流速度和分配系数是两个关键参数，通过实验测量和文献值确定。其它参数根据处置场调查资料、概念设计及经验值确定:体积含水量θ为0.037;干容重ρ 为2.09 g/cm3，纵向弥散度取经验值为2. 5 m，面源为35 m × 30 m(史维俊等，2005)。

3.1 包气带水渗流速度

降水作一维垂向活塞式入渗均质包气带时，任一时刻t 的渗流速度v 可用下式估算(王大纯等，1989)

式中，K(θ)为非饱和渗透系数(m/a);hc为毛细压力水头(m);z 为包气带深度z 处(m)。

利用水分特征曲线测试结果，计算得出包气带水分渗流速度v 约为5.4 mm/a。由于在距地表一定深度后，因蒸发蒸腾引起的包气带水分变化将会很小，可认为岩土介质中水分入渗通量不变，计算时v 取为定值。从偏保守角度考虑，假设降水全部有效入渗时，包气带水渗流速度v 的另一取值为24.4 mm/a。

3.2 分配系数

许多实验方法被用于导出Kd值，例如，实验室分批、原地分批、实验室流通柱、现场模拟和Koc(对有机物)法。每种技术的假设条件不同，而且由不同方法获得的相同系统的Kd值变化达几个数量级。就钚而言，其Kd值变化为许多个数量级(5 ～10 000)，这取决于Eh，pH，岩石或土壤类型和溶液中络合配位体的浓度(胡晓丹等，2008)。采用实验室静态批式实验，借鉴美国西北太平洋国家实验室(PNNL)标准方法测定分配系数(Relyea et al.，1980)。所取砂砾石岩芯样品颗粒大，无法测试其自然状况下的分配系数，如果将其粉碎，又人为造成许多新鲜面并且将显著增大样品的比表面积。为此，将大于2 mm 的颗粒筛除，取小于2 mm 混合砂土进行分配系数测试Kd测，用式(6)计算研究区完整岩土样中钚的分配系数Kd:

根据以上方法测得Kd值为1 750 mL/g。与文献值16 mL/g(Smith et al.，1988)相比，研究区的Kd值更大，反映出钚更难迁移。此外，美国对Yucca Mountain 处置库性能评价结果表明，钚同位素对环境的影响不是由于溶解的钚所致，而是钚胶体迁移引起的。考虑到钚的胶体行为等因素可能增强核素迁移能力，且静态法测得的Kd通常比实际情况大，包气带中滞留因子Rd也并非常数，由此得到Rd用于包气带计算，其结果可能不是偏保守的(王志明，2004)。因此，计算时Kd取1 750 mL/g，16 mL/g和0.000 1 mL/g 进行比较分析。

4 结果分析

利用前文解析解模式进行核素在包气带长期迁移的计算预测。在干旱区有限的降水入渗条件下，为了解239Pu 在大厚度包气带的垂向迁移趋势，以下分3 种情景进行预测分析。

(1)渗流速度v 取实测值5.4 mm/a，分配系数Kd取实测值1 750 mL/g 和文献值16 mL/g 时，以此作为核素迁移的基本情景。239Pu 在包气带的浓度分布如图3 中a，b 所示。

在源项释放后1 万年，5 万年，10 万年，24 万年:Kd取实测值1 750 mL/g 时，239Pu 自处置库底往下在包气带垂向最大迁移距离分别约为1.8 m，3.8 m，5.2 m 和7 m;Kd取文献数据16 mL/g 时，239Pu自处置库底往下在包气带垂向最大迁移距离分别约为17.5 m，37.5 m，51 m 和66 m。计算结果表明，由于岩土介质含水率低且对核素的吸附作用较大，约10个半衰期后，239Pu 的迁移距离也不超过70 m，这个距离远小于研究区包气带厚度。

(2)假设降水可全部有效入渗，渗流速度v 取24.4 mm/a，Kd取值同上，即偏保守估计流速增大时的核素迁移行为。239Pu 在包气带的浓度分布如图3 中c，d 所示。

在源项释放后1 万年，5 万年，10 万年，24 万年:Kd取实测值1 750 mL/g 时，239Pu 自处置库底往下在包气带垂向最大迁移距离分别约为3.8 m，8 m，11.4 m 和14.2 m;Kd取文献数据16 mL/g 时，239Pu自处置库底往下在包气带垂向最大迁移距离分别约为38 m，80 m，108 m 和142 m。基于偏保守角度考虑的计算结果表明，即使考虑大气降水全部渗入到地下，水分渗流速度增大约4.5 倍，约10个半衰期后，239Pu 的迁移距离也不超过150 m，也不能穿越包气带。

(3)渗流速度v 取5.4 mm/a 和24.4 mm/a，239Pu分配系数Kd取很小值0.000 1 mL/g，即在气候条件大致不变时，假设岩土对核素的吸附作用可忽略(或很弱)，以简单估计Pu 胶体可能以(或接近于)水流速度进行迁移的景象。计算结果如表1和图3 中e，f 所示。

表1 Kd =0.000 1 mL/g 时239Pu 在包气带的垂向迁移Table 1 239Pu transport vertically in vadose zone

假设岩土对核素的吸附作用几乎可以忽略(Kd取0.000 1 mL/g)、核素以水流速度迁移时，核素迁移速率明显加快，源项释放5 a 后即迁移达10 m 以上，但是由于包气带中水分有效入渗量较少，渗流速度为5.4 mm/a 时，核素迁移至潜水面则需2 150 a，即使渗流速度取偏保守值24.4 mm/a，核素迁移至潜水面也需480 a。可以看出，当渗流速度增大约4.5 倍时(由5.4 mm/a 增大至24.4 mm/a)，核素穿透包气带进入潜水面的时间加快了约4.5 倍(由2 150 a 缩短至480 a)，二者呈近似反比的负相关关系。

需要强调的是，出于胶体可能促使Pu 以水流速度迁移的考虑，在缺乏资料的情况下，情景三(239Pu主要受水动力弥散作用、以水流速度迁移)的计算结果，是对胶体形式239Pu 迁移的较合理简单预估。而Kd模式是基于溶解离子静态实验和平衡吸附前提下得出的，从环境影响评价的角度来看，该模式可能不能真实反映Pu 的水迁移动态行为，甚至会严重低估Pu 的迁移速率;实际中，对水动力作用下Pu 胶体迁移景象的后果评价应予以重视。

5 结论

图3 不同情景下239Pu 迁移预测结果Fig.3 Predicted result of 239Pu migration in the given case

(1)包气带核素迁移计算预测中，水分渗流速度v 和吸附分配系数Kd对结果影响比较明显。干旱区场地大气降水入渗量少，包气带介质含水率低，水分以重力水形式往下渗流的份额将很少;静态吸附实验测得场地岩土介质对Pu 的分配系数为1 750 mL/g。这些均表明场地包气带中可溶性Pu难以迁移。

(2)在工程屏障失效、核素被浸出释放的假设景象下，计算预测结果表明:溶解态239Pu 在包气带迁移速率缓慢，通过包气带岩土介质对核素的吸附阻滞作用，239Pu 进入潜水含水层的可能性小;因为胶体可能促使Pu 以水流速度迁移，若作偏保守考虑，忽略介质对核素的吸附作用时，239Pu 迁移速率加快，数百年后可穿越包气带进入潜水面，且核素迁移至潜水面的时间与渗流速度呈近似反比的反相关关系。从环境影响评价的角度来看，基于溶解离子平衡吸附的Kd模式可能不能真实反映Pu 的水迁移行为，甚至会导致对Pu 迁移速率的严重低估，因此，应重视对水动力作用下Pu 胶体迁移景象的后果分析。

(3)由于野外场地地质介质的非均质性以及核素迁移本身的复杂性，通过对局部地质体中核素迁移吸附阻滞性的研究，利用模型预测大空间尺度、数万年时间尺度内的核素迁移趋势，其结果不可避免会存在很大不确定度。根据实验数据、调查资料和文献资料，基于确定性模式偏保守的选取参数，其结果不是将来核素迁移的真实情景，但可作为核素迁移趋势的一个预示。

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