中國的深地質處置庫

㈠ 高放廢物深地質處置系統安全性能評價的指標

目前，輻射劑量（dose）或風險因子（risky）是國際上普遍認可的高放廢物地質處置系統安全評價的主要指標，是在綜合考慮人類習慣基礎上的評價人類受危害的直接指標（李金軒，2004）。這里風險因子定義為人類受到某給定劑量照射的概率與該照射劑量對健康產生危害的概率的乘積（魏海，2005）。輻射劑量以生物效應為目標的一個綜合指標，概念簡明，容易被人們接受，其不足之處是沒有考慮未來人類受到照射的可能性；而使用風險因子作為高放廢物地質處置系統安全評價指標則彌補了上述不足，但存在概率估算及計算比較復雜的問題。

由於安全評價所考慮的時間跨度過長，作為高放廢物地質處置系統的主要安全指標的輻射劑量或風險因子最主要的缺點來自未來生物圈（包括人類及其食物鏈）及近地表環境條件的不確定性，這些不確定性隨時間的延長而增加。因此，除了輻射劑量和風險因子作為高放廢物地質處置系統安全評價的主要指標外，國際原子能機構（IAEA，1994b）、Röthemeyer et al.（1996）、Miller（2002）還推薦使用指定的放射性物質濃度和通量、放射性物質遷移或屏蔽時間、輻射毒性指數等作為輔助性安全評價指標（各安全指標的優缺點見表2.1），只有這些安全指標才能通過核素的釋放和遷移來評估各子系統的性能，並使得處置系統具有可檢查性和可監控性的特徵。但在應用放射性物質濃度和通量這個指標時，考慮由於通過前面建立的模型計算出來處置系統中任意位置（工程屏障、地質屏障、生物圈）任意時間的放射性物質濃度和通量帶有一定的不確定性，而這種不確定性隨著深度的增加而減小（由於隨著深度的增加對系統的擾動程度將不斷減小）（JNC，2000C；李金軒，2004）；另外，對於人工核素還存在無法與自然界的相應濃度和通量進行比較的問題。

這些輔助性指標在各國的核廢物處置項目中都有涉及，如 Baleres B.（2002）給出了德國在處置庫選址及安全評價中現在及將來所考慮的指標；瑞典硬岩實驗室附近天然核素的通量與假定從處置庫釋放到生物圈的已確定的核素通量極限進行比較（Miller 等，1996）；Neall等（1994）對從安全評價中預測得到的放射性物質濃度與地下水中放射性物質濃度進行比較，該比較證實了瑞士 Kristallin-Ⅰ研究中評價結果（NAGRA，1994）的可靠性。

表2.1 各安全指標的優缺點

㈡ 我國高放廢物地質處置工作開展概況

我國於1985年9月制定了「中國高放廢物深地質處置研究發展計劃」（即DGD計劃），並於1986年2月開始實施（楊立基，1992）。該計劃以高放玻璃固化體和超鈾廢物以及少量重水堆乏燃料為處置對象，以花崗岩為處置介質，提出在2040年建成高放廢物處置庫的設想（王駒，1998；王駒，2004a）。我國高放廢物深地質處置庫的建造可分如下四個階段（王駒，1998，2005）：

第1階段：技術准備階段（1986～1995年）；

第2階段：地質研究階段或選址與場址評價階段（1995～2010年）；

第3階段：現場試驗階段或地下實驗室與示範處置階段（2010～約2025年）；

第4階段：處置庫建造階段（約2025～2040年）；

20 多年來，開展了高放廢物地質處置各方面的研究工作，在技術路線、長遠規劃、選址和場址評價、核素化學行為、回填材料、安全評價和天然類比等領域取得了一定進展。

在選址工作及場址評價方面，初步選定西北某地作為高放廢物地質處置的重點預選區，並通過綜合評價後認為我國最合適的處置庫圍岩為花崗岩（王駒等，2006a，2009）；另外，以核工業北京地質研究院的工作為基礎，還開展了一些國際合作。1999～2000年期間，核工業北京地質研究院與國際原子能機構合作完成了「中國高放廢物處置庫場址預選和場址評價技術研究」，在場址的選擇以及場址的評價方法等方面取得了一定的研究成果（王駒，2005）。西北某處的膨潤土作為中國高放廢物處置庫的首選回填材料（徐國慶等，1996），劉月妙等（2001，2007）對其礦物特性、岩土力學性質、壓實膨脹性、相關核素吸附特性等進行了研究。

在放射性物質遷移研究方面，中國原子能科學研究院、核工業北京地質研究院和中國輻射防護研究院對放射性核素的吸附和擴散等進行了實驗研究（王駒，2005）。如設計製作了模擬處置庫溫度、壓力及滲透等條件的小型實驗裝置，獲得相關放射性核素在花崗岩中吸附、擴散等相關參數，對高放廢物地質處置條件下放射性核素的地球化學行為、回填材料特性等研究正在深入進行。相對而言，我國關於高放廢物處置的研究起步較晚，基礎還比較薄弱，各種室內研究、模擬研究不太系統，而野外試驗的開展、多場耦合情況下近場核素遷移方面的研究還剛起步。

㈢ 劉泉聲的負責承擔的在研項目

1、國家自然科學基金重點項目「采動煤岩地質環境劣化誘發礦山動力災害機理研究」；
2、國家自然科學基金面上項目「裂隙岩體THM耦合過程及其對地下工程穩定性的影響」；
3、國家自然科學基金面上項目「地下水源熱泵THM耦合機理及系統評價研究」；
4、國家自然科學基金面上項目「地下工程圍岩模型的自適應分區識別研究」；
5、「十一五」國家科技支撐計劃項目「礦井深部開采安全保障技術及裝備開發」子課題「千米深井高地應力軟弱圍岩巷道(硐室）群支護技術研究」；
6、「十一五」國家科技支撐計劃項目「礦井深部開采安全保障技術及裝備開發」子課題「淮南礦區深部地應力場對瓦斯壓力影響規律研究」
7、「十一五」國家科技支撐計劃項目「礦井深部開采安全保障技術及裝備開發」子課題「顧橋礦南翼大巷地質異常斷裂帶施工安全與圍岩控制技術研究」；
8、國防科工委高放廢物地質處置專項「THMC耦合過程作用下高放廢物處置庫圍岩穩定性與滲透性的長期演化」；
9、中國科學院重要方向項目「煤礦深井巷道圍岩穩定分析與控制理論研究」；
10、中國科學院重要方向項目「高放廢棄物地下埋存中污染物運移的機理和監測方法」；
11、中央高校基本科研業務費專項資金-國家科技計劃項目培育項目「泥岩核廢料深地質處置庫關鍵岩石力學問題研究」；
12、淮南礦業集團委託項目「潘二礦井底車場高應力大變形軟岩巷道群支護技術研究」；
13、淮南礦業集團委託項目「深部巷道沖擊地壓孕育發生機理及控制對策研究」；
14、淮南礦業集團委託項目「顧北礦F104異常地質構造帶巷道安全掘進與加固技術研究」；
15、中交建設股份特大科技項目「港珠澳大橋珠海連接線隧道工程建設關鍵技術研究」。

㈣ 中國高放廢物處置庫預選場地遠場概況

我國自1985年9月制定了「中國高放廢物深地質處置研究發展計劃」（即DGD計劃），開始對高放廢物的地質處置進行研究。到目前為止，我國現已選定西北某地作為高放廢物地質處置的重點預選區，西北某地的膨潤土作為中國高放廢物處置庫的首選緩沖回填材料。依據目前提出的深地質處置方案，建立了我國高放廢物深地質處置的概念模型（如圖5.5所示，蘇銳，2000），利用工程的和天然的屏障將高放廢物與生物圈隔離。

圖5.5 中國高放廢物深地質處置概念模型圖

（據蘇銳，2000）

Fig.5.5 Conceptual model of deep geological disposal of HLW in China

（蘇銳，2000）

從1999年開始實質性的地段篩選工作，即對西北某地的3個預選地段——地段 A、地段B和地段C開展地質研究、水文地質實驗和地球物理調查、鑽孔施工和各種孔內實驗、工程地質條件等相關研究工作（王駒等，2005）。初步結果表明，地段A具有建造高放廢物處置庫的自然地理和經濟地理條件、地質條件和水文地質條件，是一個非常有前景的最終處置高放廢物的候選地區。預計2010年最終確定候選地段，2015年左右確定最終場址。

（1）地段A背景概況（郭永海，2001）

處置庫預選區地段 A地處河西走廊西段北部的基岩山區，區內無常年性河流，地表水和地下水都十分貧乏，是典型的乾旱氣候區。年平均蒸發量 3000～4000mm，而年平均降水量僅 50～100mm，晝夜溫差變化大。從地貌上看，該區是典型的低山、丘陵區，地形平緩，主要地貌形態是基岩山地、戈壁和沙漠等。區內人煙稀少，只有為數極少的牧民等暫時性人口，沒有工業和農業活動，具有建造處置庫的氣候、地理、經濟和人文條件。

經過勘察發現區內華力西期侵入的花崗岩分布廣泛，其厚度大，可作為重點候選圍岩。該區雖受多期構造運動的影響，斷裂構造十分發育，但這些構造均屬非活動構造，對區內的地質穩定性不構成影響。

（2）水文地質基本概況（郭永海，2001；劉莉等，2003）

預選區地表水和地下水都是相當貧乏的。根據地形、岩性及構造條件，區內地下水大致可以劃分為3 種類型：山地基岩裂隙水；溝谷窪地孔隙裂隙水；盆地孔隙裂隙水。

其中山地基岩裂隙水分布最為廣泛，以潛水為主，主要貯存於基岩風化裂隙和構造裂隙中，因此又可細分為風化裂隙水和構造裂隙水兩種類型，涌水量一般比較小；據水文地質普查資料，風化裂隙水其排泄方式以就地蒸發為主，其次是以徑流的方式向規模較大的構造裂隙含水帶、山間窪地和溝谷地下水排泄。構造裂隙水主要分布於構造破碎帶及其兩側的構造裂隙中，其主要排泄方式是補給深層地下水並以區域徑流的方式流向區域排泄點。而溝谷窪地孔隙-裂隙水富水最大，最大涌水量可達 1054m³/d；溝谷潛水主要通過蒸發進行排泄，其次沿溝谷方向以潛流的方式向下游排泄。在基底岩石隆起處地下水受阻而常以泉水形式出露地表；窪地潛水則主要以蒸發的方式進行排泄，其次是補給深部基岩裂隙水。盆地孔隙裂隙地下水水量大小取決於盆地規模、含水體岩性及構造發育情況等，其水量變化比較大。因此，預選區內大氣降水的入滲補給是地下水的主要來源，而排泄方式是以蒸發為主，其次是深部徑流方式。

總體而言，北部地區地下水的區域流向主要為自西北流向東南，南部地區地下水主要為自北向南流動，最終兩部分地下水均匯入北側盆地中。但由於花崗岩體和走廊之間分布有巨厚的長城系變質岩地層，大大降低了地下水的流動速度。到目前為止，沒有對區內地下水進行任何人為開采，地下水的循環交替條件主要受自然因素的影響和控制。

㈤ 高放射性廢物深地質處理

高放射性廢物(HLW)主要指乏燃料在處理過程中產生高放射性廢物及其固化體，其中含有99%以上的鈾裂變產物和超鈾元素，比活度高，釋熱量強，半衰期長，生物毒性大，成分復雜。必須將這些最危險的廢物封閉起來，使之與人類生存環境長期地嚴格隔離，使其衰變降低到無害程度。過去有人提出過多種處置辦法，如宇宙處置、冰川處置、深海處置、岩石熔融處置等；也有人提出分離與嬗變處置，即將高放射性廢物中如超鈾元素分離出來，送入反應堆或加速器照射，使長壽命和有毒物質分解，而短壽核素易於處置。

表9-6-3 低中放射性廢物入場標准

①凡屬於半衰期τ≤5a(比活度不限)的廢物和在300～500a內比活度能降至非放射性固體廢物水平的其他廢物，也可考慮接收；②三致物為致畸物、致癌物和致突變物。

在國際上普遍接受的最終處置的可行方案是深地質處置，即把高放射性廢物深埋在400～1000m的地質體中，使之與人類生存環境永久隔離。埋藏高放射性廢物的地下工程為高放射性廢物處置庫。處置庫採用多重屏障系統設計。一般廢物先用玻璃固化後，裝入儲存罐中，入庫後外面充填緩沖材料(一般使用膨潤土)。處置地層主要考慮結構穩定和不透水性，如美國選擇凝灰岩，德國選擇岩鹽，大多數選擇花崗岩，比利時因國土所限只能選擇粘土。這些岩性的優缺點，如表9-6-4所示。

表9-6-4 各種地質體的性能

處置庫的壽命至少要1萬a。這種處置是一個復雜的實施過程。迄今為止，世界范圍尚未建成一座地下處置庫，均在研究之中。一般除了進行大量室內試驗研究之外，還要在現場建立地下實驗室，進行天然類比研究，在後期轉為處置庫。如表9-6-5為12個國家的地下實驗室。主要進行岩石受熱機械性能研究，核素遷移研究，固化體浸出研究等。

表9-6-5 幾個國家的地下實驗室

我國高放射性深地質處置從1985年開始選址研究，已有20年時間。包括區域地質調查，水文地質調查和地球物理調查。初步定西北地區，花崗岩體為建庫地層。計劃在2015年完成預選，確定地下實驗室場址；2035年建設地下實驗室，進行現場試驗研究。

㈥ 高放廢物深地質處置系統概念

高放廢物深地質處置是指將固體形式的高放廢物埋在地下一定深度（500～，羅嗣海等，2005；400～1000m，王駒，2004a；200～1500m，沈珍瑤等，2002）的地質體中，使之永久與人類的生存環境隔離，埋藏高放廢物的地下工程即稱為高放廢物處置庫（王駒等，2005）。它是人類利用自然地質環境而設計構造的由工程屏障（Engineering Barrier System）、地質屏障（Geological Barrier System，即工程屏障周圍的地質體，也稱為天然屏障）所組成的「多屏障系統」（Multi-barrier System）（李金軒等，2004），其目的是盡可能長時間地阻隔放射性物質遷移，達到不危害生物圈的目的。為實現地質處置的長期隔離，必須依賴於有效的工程屏障和地質屏障。一般來說，高放廢物地質處置系統由處置庫、地質環境及地質環境與生物圈的接觸界面三個子系統構成，如圖1.1（OECD，1997；Laurence S.C.，1997；JNC，2000b）。

圖1.1 高放廢物深地質處置系統示意圖

（JNC，2000b）

Fig.1.1 Schematic view of the geological disposal system

（JNC，2000b）

㈦ 高放廢物深地質處置系統的地質屏障

地質屏障是高放廢物中的有害物質進入環境的最後一道屏障，在工程屏障失效後，地質屏障就可以阻滯從工程屏障中釋放出來的放射性物質進一步向生物圈遷移。另一方面，它又可以對工程屏障起保護作用，以確保地質處置庫的安全運行，因此選擇適合的地質屏障是保證高放廢物處置庫安全的重要前提。

圖1.4 高放廢物深地質處置庫溶質遷移示意圖

（據JNC，2000c）

Fig.1.4 Schematic illustration of solute transport in HLW repository

（JNC，2000c）

地質屏障由處置庫場地天然地質體構成，其有效性取決於處置庫所處位置地質構造穩定性、圍岩的機械穩定性以及地下水活動等情況。各國根據自己的實際情況，選用不同的地質體作為地質屏障，如日本、瑞典、加拿大、法國等國家都選擇了花崗岩，比利時選用了黏土岩，而美國則選用了凝灰岩（用於處置高放廢物和乏燃料）和岩鹽（用於處置軍事超鈾廢物）（王駒等，2006a）。核工業北京地質研究院在對中國的花崗岩、凝灰岩、黏土岩、岩鹽和黃土特徵研究的基礎上，傾向於採用低滲透的花崗岩體作為高放廢物深地質處置庫的候選圍岩（金遠新等，2004）。

由於高放廢物深地質處置的「多屏障系統」設計，因此，本書主要模擬研究地下水返回處置庫時，與工程屏障中回填材料（主要是膨潤土）的相互作用，以及地質屏障（裂隙介質，如花崗岩）中的放射性物質運移，其遷移示意圖如圖1.4 所示（JNC，2000c）。

㈧ 中國是怎樣處理高放射性核廢料的

現階段深地質處置是高放廢物處置最現實的一種方法：在地下建造一個處置庫。為了保障核素不會向外遷移，設置層層屏障。首先將高放廢液進行玻璃固化，再將玻璃固化體裝入金屬罐。在處置庫中這些廢物罐周圍充填有回填材料。同時還要找到一塊巨大的天然岩石做處置庫的外殼。因為穩定完整的岩體才是確保核素不向外遷移的最強有力的保證。
選在花崗岩是基岩的地區；人口密度小；雨水少、蒸發量大；地殼比較穩定；經濟發展前景不好、沒有礦床。在這些條件的衡量下，王駒他們的視線漸漸從960萬平方公里土地上的五個候選區集中到了西北預選區。北山位於西北地區，海拔1500-2500米，為岩漠、戈壁景觀，氣候乾燥，年降雨量約為70毫米，而蒸發量高達3000毫米，方圓上千平方公里，荒無人煙，僅在夏季有少數牧民在此放養數量極有限的駱駝和羊。
高放廢物處置研究的難點在於它研究對象的特殊性。在核工業產生的廢物中99%屬於中低放廢物，處理起來相對容易。而剩下的1%含有多種對人體危害極大的高濃度放射性核素，其中一種被稱為鈈的核素，只需攝入10毫克就能讓人致死。其毒性尚不能用普通的物理、化學或生物方法使其降解或消除，只能靠自身的放射性衰變慢慢減輕其危害。高放廢物要達到無害化需要數千年、上萬年甚至更長的時間。對它的安全處置成為世界性難題。
核廢料泛指在核燃料生產、加工和核反應堆用過的不再需要的並具有放射性的廢料。也專指核反應堆用過的乏燃料，經後處理回收鈈239等可利用的核材料後，餘下的不再需要的並具有放射性的廢料。

㈨ 國外高放廢物深地質處置工作進展

由於高放廢物地質處置極其復雜，目前大都處於場址預選或場地性能評價階段，一些國家建立了地下實驗室，如瑞典的 Stripa 及Äspö，加拿大的 Lac Bonnet 等，開展綜合的地質、地球物理和水文地質調查研究。在高放廢物地質處置方面工作進展較快的國家有美國、法國、日本、芬蘭等，下面就簡要介紹這些國家有關高放廢物地質處置的研究進展情況。

美國是世界上最早使用核能作為動力的國家，高放廢物的處置一直是其研究的重要課題。高放廢物地質處置的建議是由美國科學院1957年提出來的（Laurence，1997），1982年由美國國會通過了《放射性廢物政策法》（Nuclear Waste Policy Act，NWPA），以解決高放廢物的處置問題，並自1987年開始對Yucca山進行場地特性調查，1998年完成了該調查並提交了適宜性評估報告，2002年確定了Yucca山作為民用高放廢物的最終處置場地，計劃於2010年開始接受放射性廢物（Dyer J R，1999）。

法國高放廢物地質處置工作由法國國家放射性廢物管理機構（ANDRA）負責（P.A.威瑟斯龐著，王駒等譯，1999），處置庫選址工作始於 20世紀 80年代到目前為止己經篩選出3 個預選場地，其中兩個圍岩為黏土岩，一個圍岩為花崗岩。進行地面工作和室內實驗的同時，法國還特別強調地下實驗室的研究。已建立和完成的地下實驗室有 Auriat、Fanay-Augeres，在地下實驗室主要開展岩體原位物理與力學試驗、豎井與平硐開挖試驗、滲透性和孔隙率測量、水樣採集及同位素與化學分析，主要運移與化學阻滯機制的研究等，目的在於評價地質屏障的有效性並獲得與回取可行性評價有關的參數（羅嗣海，2004）。法國擬在 2015年最終確定處置庫場地，並於 2025年開始進行高放廢物的貯存。

日本原子能委員會（Atomic Energy Commission of Japan，AEC）提出了基於「多重屏障」的地質處置概念，制定了關於高放廢物管理的長期計劃，為日本高放廢物地質處置提供了基礎。另外，成立了專門的高放廢物處理機構（Nuclear Waste Management Organization of Japan，NUMO），負責有關高放廢物處置的場址選擇、建造、運轉與封閉等工作。NUMO 計劃在2008～2023年對候選場地進行詳細調查，並對場地進行各種探測工作，2023～2027 開始建造處置庫，2033～2037年開始營運。

此外，瑞典、芬蘭、加拿大、俄羅斯、荷蘭、西班牙、比利時等國家也都根據自己的國情，開展了高放廢物地質處置研究工作。如在瑞典的高放廢物的管理主要由1972年成立的瑞典核燃料與廢物管理公司（SKB）負責的，目前瑞典所採用的高放廢物處置方案是SKB在1983年的KBS-3報告中提出的；芬蘭的高放廢物處置由1996年成立的Posiva公司負責，該公司於1999年5月申請在Olkiluoto附近地下建立永久性的廢物處置庫，擬在2010年動工興建、2020年正式使用。

從整個世界高放廢物地質處置研究的趨勢看，參與的國家越來越多，投入越來越大，研究進程越來越快。到目前為止，「地質處置」已從原來的概念設想、室內實驗及相關理論研究、發展到今天地下實驗室的建立，部分國家根據目前所得的研究成果已確定場址，擬進行高放廢物處置庫建造的程度。

㈩ 高放廢物的地質處置包含哪些方面

中國也面臨如何處置核乏燃料問題。中國核工業北京地質研究院副院長王駒博士日前在斯德哥爾摩核廢料管理國際會議期間向記者介紹了中國是怎樣處置乏燃料的。
王駒博士說，中國過去的核軍事工業，造原子彈氫彈產生了一些高放廢物,
這些廢物現在是液體,
將來要變成固體,
要最終處置。現在中國在大力發展核電站，也要產生乏燃料，乏燃料要經過後處理。處理的整個流程是乏燃料從反應堆里拿出來以後，要經過後處理，把鈾和鈈回取出來。剩下的是高放廢液，這種液體要變成玻璃固化體，最終埋到地底下去。
據了解，在核工業產生的廢物中99%屬於中低放廢物，處理起來相對容易。而剩下的1%含有多種對人體危害極大的高濃度放射性核素，其中一種被稱為鈈的核素，只需攝入10毫克就能讓人致死。其毒性尚不能用普通的物理、化學或
生物方法使其降解或消除，只能靠自身的放射性衰變慢慢減輕其危害。高放廢物要達到無害化需要數千年、上萬年甚至更長的時間。在現階段深地質處置是高放廢物處置最現實的一種方法：即在地下建造一個處置庫。為亠.....