苏锐[1]2000年在《花岗岩体中核素迁移特性研究》文中指出本项研究工作以阳坊花岗岩为实验介质，开展放射性核素迁移实验研究。主要完成了以下几类实验：混合核素（~(57)Co+~(134)Cs）在花岗岩基质中的扩散和弥散实验；单一核素（~(134)Cs、~(99)Tc和~(99)Tc~m）及混合核素在天然单裂隙花岗岩中的连续注入和脉冲注入实验。实验结果表明： （1）核素~(134)Cs在花岗岩裂隙和基质中的阻滞系数分别为100.5～130.6和4822～5135。 （2）核素~(99)Tc和~(99)Tc~m在花岗岩裂隙和基质中的阻滞系数分别为：1.68～26.3和 761.4～1640。 （3）核素~(57)Co在花岗岩基质中的阻滞系数为：419.8～422.7。 （4）核素~(134)Cs和核素~(57)Co在岩片中的弥散系数分别为：1.02×10~(-12)～5.72×10~(-12)和 4.82×10~(-12)～8.54×10~(-12)。压力越大，其弥散系数越大。 （5）核素~(99)Tc在花岗岩裂隙中的弥散系数为：0.827×10~(-9)～4.95×10~(-9)；在基质中的扩 散系数为：2.65×10~(-13)～4.68×10~(-13)。而且水流速度越大，这些参数值也越大。核 素~(99)Tc~m在裂隙中的脉冲实验也体现了此规律。 （6）在所研究的核素中，花岗岩裂隙和基质对~(134)Cs的阻滞作用最强，~(99)Tc~m和~(99)Tc 次之，~(57)Co较弱，~3H最弱。 （7）水流速度和压力对核素迁移有明显的影响，流速或压力越小，越不利于核素的 迁移。 （8）基质扩散对核素在裂隙中的迁移有重要的影响，一方面它是核素迁移的一种机 制，另一方面它对核素沿裂隙迁移起阻滞作用，降低核素向前迁移速度。 在实验基础上，建立了核素在天然单裂隙花岗岩中的二维扩散数学模型和对流-弥散数学模型，并采用有限单元法对模型进行离散，编写了2个计算机程序求其数值解。由该程序计算并获得了花岗岩裂隙和基质中放射性核素浓度值。对比数值解和相应的解析解，两者一致，这表明所建立的数学模型能很好地描述实验条件，对模型所做的假设和概化以及对单元进行的离散都是合理的。同时，在数学模型的基础上研究花岗岩基质对核素迁移的影响。结果表明，花岗岩基质扩散对核素沿裂隙迁移有明显的阻滞作用，当水流速度较慢，基质的孔隙度较大或时间较长时，基质扩散对核素在裂隙中的迁移不可忽略。
王超梅[2]2017年在《花岗岩裂隙中放射性核素迁移试验及模拟研究》文中提出裂隙介质中的核素迁移研究是高放废物地质处置中的一个重要研究方向,对我国核废物处置的发展具有重要意义。本文在总结国内外研究现状的基础上,自行设计加工花岗岩单裂隙装置、含填充物的有机玻璃构建裂隙装置、扩散装置和弥散装置,先后完成了铀、钍混合元素作为溶质在花岗岩及单裂隙中的运移实验。采用数值模拟方法预测核素U-238、Th-232及毒性核素Pu-242和Am-243在甘肃北山裂隙系统中的迁移情况。得出主要结论如下:(1)花岗岩对钍的阻滞作用强于铀,核素在2mm岩片中的扩散系数大于4mm岩片中的扩散系数,铀和钍的扩散系数分别为1.81×10~(-11)3.73×10~(-11),6.89×10~(-12)7.16×10~(-12),阻滞系数分别为8933~9097,14328~14565。(2)核素在2mm岩片中的弥散系数大于4mm岩片中的弥散系数,铀和钍的弥散系数分别为3.87×10~(-10)5.65×10~(-10),8.18×10~(-12)1.49×10~(-11)。阻滞系数分别为8861~9100,14152~14418。(3)核素在花岗岩裂隙中的运移能力与裂隙中水流流速有关。随着流速的减小,核素与花岗岩裂隙表面接触时间增长,核素在花岗岩中的扩散、吸附、离子交换等作用加强,导致峰现时间滞后,穿透曲线的拖尾程度加剧,核素的相对浓度值减小。从核素相对浓度值减小程度上看:钍>铀,主要原因是钍自身化学性质使其在裂隙中更难溶解、迁移。(4)花岗岩单裂隙中纵向弥散度:钍<铀。(5)同一核素,混合核素在裂隙中的运移能力较单一核素强,混合元素中铀的穿透曲线较单一核素铀的穿透曲线有峰现时间提前,相对浓度值升高的现象,推测其原因是混合核素在花岗岩裂隙中的离子交换作用互相影响,使其在裂隙中的滞留量减小,导致花岗岩对核素的阻滞作用能力减弱。(6)裂隙中填充矿物粘土的种类与数量影响核素的迁移行为,裂隙中填充矿物粘土的穿透曲线的相对浓度值:蒙脱石<伊利石<绿泥石,峰现时间:绿泥石<伊利石<蒙脱石,核素在含蒙脱石的裂隙中迁移的最慢。裂隙中的纵向弥散度:绿泥石>伊利石>蒙脱石。(7)本次研究从甘肃北山裂隙隙宽分布规律入手,结合一维多途径核素迁移模型,采用本实验中获得的核素迁移参数,预测了U-238和Th-232在甘肃北山裂隙系统中的迁移情况。其次,运用相同的模型选取毒性核素Pu-242和Am-243进行模拟预测。
吴晓东[3]2012年在《高放废物在地质处置中核素迁移数值模拟研究》文中研究表明随着核科学的发展，核技术广泛应用于国防、工业、农业、医学等各个领域。与此同时，核工业发展的同时也产生了大量的核废物，或称放射性废物。其中，高放废物的反射性水平高、毒性大、发热量大，如不加以安全处置，会对自然环境和人类社会产生巨大的破坏作用。因此，高放废物的处置是核废物管理中最为重要的课题，已引起国际社会的广泛关注。目前，深地质处置在国际普遍被认为是高放废物处置最有效可行的方案，而地质屏障中放射性核素迁移是高放废物深地质处置安全评价的关键课题之一。地质屏障中放射性核素迁移过程是十分复杂的，主要表现在迁移介质的非均质性和非连续性，迁移时间长（数万年至数十万年），不确定因素多等。本文基于双重介质理论，针对远场裂隙介质中的核素迁移问题，从单裂隙介质中溶质迁移问题入手，初步探讨了溶质在单裂隙介质中的迁移的概念模型和数学模型，利用拉普拉斯变换推导了在裂隙入口处具有稳定注入源条件下的解析解。在此基础上利用MATLAB数值模拟软件，分别模拟了Th-229、Cs-135及Se-79叁种核素在低渗透花岗岩裂隙域与基质域中的相对浓度分布。结果表明：在其它条件相同的情况下，迟滞系数与这叁种核素的迁移距离、扩散深度成负相关关系。同时，分析了水力坡度、隙宽对这叁种核素在单裂隙介质中迁移的影响。结果表明：核素的迁移距离及相对浓度都随着水力坡度和隙宽的增大而增大。同时，根据裂隙网络系统中导水系数成正态分布这一特性，利用一维多途径核素迁移模型对裂隙网络系统进行描述，并对上述叁种核素在该系统内进行了模拟研究。
李春江, 杨天行[4]1999年在《花岗岩体单裂隙中核素迁移数学模型Ⅱ.脉冲注入实验解析模型》文中研究指明研究了在饱和水流条件下，花岗岩单裂隙中脉冲注入核素迁移的数学模型，给出了脉冲注入情况下裂隙和岩块中核素浓度分布的解析解；结合裂隙中流出液样浓度的穿透曲线，给出了核素迁移的有关参数，并对影响这些迁移参数的主要因素进行了分析。
石云峰[5]2016年在《钠、铜、铀在花岗岩裂隙中的迁移模拟研究》文中进行了进一步梳理近几十年来,地下水污染、高放废物处置库选址等问题使多孔介质中溶质迁移这一课题成为研究热点。与孔隙介质中溶质迁移研究相比,裂隙溶质迁移研究还处于起步阶段。本次研究采用自制花岗岩裂隙溶质迁移设备,开展了以Na、Cu、U为示踪剂的迁移实验,实验包括:1)Na、Cu、U在花岗岩薄板中的扩散实验;2)Na、Cu、U在花岗岩薄板中的弥散实验;3)Na、Cu、U在花岗岩单裂隙中的对流-弥散实验;4)Na在花岗岩单裂隙中迁移的弥散尺度现象分析实验。在实验数据的基础上,采用配线法求出Na、Cu、U的扩散系数、阻滞系数、弥散系数等有关参数,为后续数值模拟提供基础。实验结果表明:(1)扩散、弥散实验中发现,由于浓度差以及花岗岩的阻滞作用使原、取液箱中浓度变化速率相差较大,且弥散实验中存在的水压作用使溶质浓度变化速率比扩散实验的变化速率快。此外,对比扩散、弥散曲线得到浓度变化速率U>Na>Cu,分析主要原因为花岗岩对各元素产生阻滞作用Cu>Na>U,而随后利用实验所得曲线,求得扩散系数、弥散系数以及阻滞系数也证明了此观点,计算结果为:扩散条件下,Na、Cu、U扩散系数分别为8.57×10-13 m2/s、6.45×10-13 m2/s、1.03×10-12 m2/s,阻滞系数分别为6214、12047、2031,弥散条件下,Na、Cu、U的弥散系数分别为4.83×10-12 m2/s、5.35×10-12 m2/s、3.08×10-13 m2/s;阻滞系数分别为6079、12005、1705;最后,实验中发现在严格计算取样量的前提下,高浓度液面会有所上升,推测原因为岩板起“半透膜”作用,发生反渗透现象。(2)对流-弥散实验中发现,各元素迁移曲线整体为倒“V”字型且由于水动力弥散作用使曲线随时间与迁移距离增加,浓度峰值逐渐减小,峰面积逐渐增大,曲线“缩首”程度减弱而“拖尾”现象明显。此外,对比迁移曲线发现:曲线“缩首”程度:U>Na>Cu,曲线“拖尾”程度Cu>Na>U;推测花岗岩对叁种元素的阻滞作用Cu>Na>U;通过使用配线法求出Na、Cu、U的纵向弥散度分别为:0.0858-0.1077 m、0.0921-0.1162 m、0.0958-0.1337 m,横向弥散度为:0.00077 m、0.00066 m、0.00030 m。(3)弥散尺度实验表明室内小尺度试验也可产生“尺度效应”为后续研究提供思路。数值模拟研究主要包括:1)以对流-弥散实验为基础,选择双重连续介质模型构建瞬时注入数学模型,验证有关参数;2)根据野外实际情况,选择双重连续介质模型构建恒定注入数学模型,模拟预测Na、Cu、U在青山花岗岩裂隙内部的迁移情况。模拟结果表明:(1)对比实验曲线与模拟曲线,验证了实验求得数据的准确性;同时证明在未知参数较多的情况下,使用等效连续介质模型求取有关参数是可行的;(2)模拟Na、Cu、U在青山花岗岩裂隙中的迁移情况,发现当溶质在同一迁移位置处,随时间增加,浓度值逐渐增大;由于花岗岩对Na、Cu、U的阻滞系数不同导致在同一时刻裂隙中溶质迁移距离U>Na>Cu,而从Na、Cu、U基质中的迁移情况看到当迁移距离的增加,基质中各元素浓度含量逐渐减少;此外,在相同位置处,Na、Cu、U在基质中的扩散深度U>Na>Cu,且在扩散到相同基质深度处浓度始终保持U>Na>Cu,分析原因主要为花岗岩基质对各元素的阻滞系数不同所致。
李春江, 杨天行[6]1998年在《花岗岩体单裂隙中核素迁移数学模型 Ⅰ.连续注入实验解析模型》文中研究指明研究了在饱和水流条件下，花岗岩单裂隙中核素迁移的连续注入数学模型，给出了裂隙中和岩块中核素浓度的解析解，并结合裂隙流出水样实验数据分析了影响核素迁移的主要参数。
李春江, 郭志明, 林漳基[7]1999年在《花岗岩体单裂隙中核素~(125)I~-、~(134)Cs~+的弥散渗透实验》文中研究指明本工作研制了单裂隙弥散渗透实验装置，在单裂隙实验装置上分别使用了含有１２５Ｉ－ 、１３４Ｃｓ＋ 连续液流进行了核素迁移实验，测定流出液中裂隙表面和岩块空间核素浓度分布。给出了弥散渗透实验的有关迁移参数
刘东旭[8]2013年在《放射性核素在岩土体中迁移的数值模拟及影响评估研究》文中研究表明随着核能与核技术的发展,放射性废物地下处置的安全性日益受到社会关注。水流运移和放射性核素迁移的模拟预测是放射性废物地下处置安全评价的重要问题。针对我国西北地区两个低中放废物处置预选场地(UZ场地与SZ场地)的选址可行性评估需求,应用多孔介质水、溶质运移软件—HYDRUS-1D和MODFLOW,进行了岩土体中核素迁移的数值模拟分析,预测了核素在非饱和带、饱和带中的长期迁移趋势和浓度分布,评估分析了在UZ场地与SZ场地处置低中放废物的适宜性。主要成果包括：(1)通过野外和实验室实验测量,结合理论计算获取了UZ场地水分特征参数和Pu在砂砾岩介质中的分配系数,利用HYDRUS-1D建立了研究区非饱和带水分运移和核素迁移数值模型,并进行了数值预测和参数灵敏度分析。结果表明,溶质形式239Pu不会穿越UZ场地非饱和带进入地下水,场地处置低中放废物是可行的。放射性核素迁移以吸附作用为延迟机制时,分配系数Kd是影响评估结果的关键性因素。环境影响预测和评价中若采用批式法所测Kd值建立计算模型,需深入研究水分运移及核素迁移的过程机制,或应实施有效的环境监测进行对比验证。(2)基于MODFLOW软件平台、SRTM3DEM数据和GIS工具,采用概念模型方法,结合现场调查数据、地下水中核素的监测资料,建立了SZ场地饱和带地下水运动及核素迁移数值仿真模型。该方法能够精确刻画区域地表地形,合理确定边界条件,客观逼真地反映实际状况,也提高了建模效率。(3)根据SZ场地地下水中3H、90Sr和239Pu迁移趋势和影响范围的数值模拟预测结果：3H迁移较快,可造成SZ场地下游远场地下水污染；90Sr和239Pu迁移相对缓慢,污染范围约在处置区域外围200m范围内；在地下水环境影响评价中,应对3H的迁移充分重视,建议实施定期环境监测。
李寻, 杨泽平, 李金轩, 张卫民, 李小燕[9]2014年在《某核废物处置预选区中核素迁移模拟研究》文中研究指明核素在裂隙介质中的迁移问题是核废物深地质处置中极为关注的问题。为了解裂隙介质中核素的迁移规律,建立了基于双重介质理论的描述核素在裂隙域和基质域中迁移的基本微分方程,利用拉普拉斯变换推导出其解析解;在对西北某核废物处置场预选区地水文地质条件分析的基础上,获取相关参数,利用一维多途径核素迁移模型,选取国内在花岗岩中研究较多的核素Cs-134、Co-57、Tc-99,模拟这几种核素的相对浓度随模拟时间、迁移距离的变化规律。模拟结果表明:在其他条件都相同的情况下,Cs-134的迁移是最快的,而Tc-99迁移是最慢的。
邹兆庄[10]2015年在《铀矿山放射性污染场地修复技术方法研究》文中研究指明核电代表着能源优质化方向,随着核电的发展,我国对铀矿资源的需求也将大幅度增加,而铀矿的开发也造成了人们的环境困扰,铀矿山污染场地的有效治理是维系核电可持续发展的重要一环,本文展开了铀矿山污染场地修复技术的研究。本文首先在大量文献调研的基础上,对铀矿山污染场地的污染程度、修复技术研究现状、核素迁移研究现状等进行了总结。通过采样分析对铀矿山污染土壤的现状进行研究,结果显示,受到污染矿区土壤中放射性核素含量比背景值要高出至少一个数量级,土壤对放射性核素的富集作用还会使其含量继续增加。存在一定程度超标问题的场地包括:矿区和废石场及其下游农田,水冶厂区内土地,尾矿库排水渠周边农田。铀矿山污染土壤是通过包括固体废弃物、水体以及气体等各种方式受到污染的。固体废弃物方面,废石场产生的废矿石、水冶厂产生的处理污水的污泥、尾矿库中的尾矿会与土地直接接触通过核素迁移污染土壤;水体方面,废石场及露天开采和地下开采产生的外排水、固体废弃物的浸渍水和淋滤水、水冶厂产生的水冶废水的排放也对土壤有一定程度的影响;气体方面,对土壤影响较大的是降尘,包括露天开采地下开采产生的氡及其子体,凿岩、爆破、放矿等环节产生的矿尘,以及矿石装卸和运输过程中扬起的矿尘等通过扩散迁移和大气沉降对土壤造成污染。在选定场地研究表明,受污染土地的核素聚集区域集中在表层,只有个别土地50cm以下被污染。粘土对核素向下迁移具有很强的阻滞作用,矿山开采造成的污染主要富集在粘土层。在尾矿库下游的水稻田中,核素迁移的深度发生了变化,与矿区下游的旱田截然不同,原因是水稻田与旱田的土壤结构发生了变化,水稻田土壤可以看做是相对封闭的土壤结构,其表层即是土壤粒级比较小的粘土。粘土层对铀矿山污染来说是一道天然屏障,有效地阻滞了放射性核素向地层深部的扩散,而该地区粘土层的深度一般在50cm左右,因此50cm确实可以作为一个修复标准深度。根据本论文所研究特定情况下,本文模拟了叁种核素在土壤中的迁移,U天然随着时间的增加,剖面浓度逐渐增加,U天然经过50年迁移穿透粘土层,进入下层粉土层;包气带中粘土层对阻滞核素迁移具有重要的作用;U天然经过更长时间的迁移,会达到潜水层,对潜水层地下水造成污染。232Th随着时间的增加,剖面浓度逐渐增加,232Th经过100年未穿透粘土层。232Th在包气带中粘土层对阻滞作用大于U天然,对地下水的威胁小于U天然,经过时间的累积232Th会在粘土层中富集。226Ra随着时间的增加,剖面浓度逐渐增加,但趋势很不明显,经过100年未穿透粘土层,也进入地下水含水层,趋向于富集在包气带的表层。从模拟结果中可以看出,在生产不足五十年的铀矿山场地修复时,50cm可以作为一个解控标准,深于50cm以下的土壤不存在污染,或者说核素富集程度非常低,即便存在一定浓度的核素,也不存在超标的情况,另外一方面,治理了表层50cm的污染土地,消除了污染源,那么表层土壤的污染就不会向深层扩散。本文还运用层次分析法,通过构造判断矩阵,进行计算,分析得出适用于铀矿山污染场地的修复技术依次为:土壤清洗、堆浸去污、高梯度分离、原位玻璃固化;并且,可以看出采用化学方法对铀矿山污染场地进行修复要明显优于使用物理方法。这一结果与现实情况非常符合,可以将土壤清洗方法在铀矿山污染场地的修复中广泛应用。
参考文献：
[1]. 花岗岩体中核素迁移特性研究[D]. 苏锐. 核工业北京地质研究院. 2000
[2]. 花岗岩裂隙中放射性核素迁移试验及模拟研究[D]. 王超梅. 东华理工大学. 2017
[3]. 高放废物在地质处置中核素迁移数值模拟研究[D]. 吴晓东. 东华理工大学. 2012
[4]. 花岗岩体单裂隙中核素迁移数学模型Ⅱ.脉冲注入实验解析模型[J]. 李春江, 杨天行. 核化学与放射化学. 1999
[5]. 钠、铜、铀在花岗岩裂隙中的迁移模拟研究[D]. 石云峰. 东华理工大学. 2016
[6]. 花岗岩体单裂隙中核素迁移数学模型 Ⅰ.连续注入实验解析模型[J]. 李春江, 杨天行. 核化学与放射化学. 1998
[7]. 花岗岩体单裂隙中核素~(125)I~-、~(134)Cs~+的弥散渗透实验[J]. 李春江, 郭志明, 林漳基. 水文地质工程地质. 1999
[8]. 放射性核素在岩土体中迁移的数值模拟及影响评估研究[D]. 刘东旭. 兰州大学. 2013
[9]. 某核废物处置预选区中核素迁移模拟研究[J]. 李寻, 杨泽平, 李金轩, 张卫民, 李小燕. 东华理工大学学报(自然科学版). 2014
[10]. 铀矿山放射性污染场地修复技术方法研究[D]. 邹兆庄. 核工业北京地质研究院. 2015
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