高放廢物的地質處置包含哪些方面

㈠ 放射性廢物地質處置

9.3.3.1 概述

處置和處理是放射性廢物管理工作中的兩個密切相關而又有明確分工的組成部分。放射性廢物處置是指在無回收意向的條件下，將處理好的放射性廢物放置於建好的永久存放庫(稱為處置庫)或給定的安放場地，使其在預定的時期內與人類的生產、生活環境隔離。而處理是指減容、分離、焚燒、壓縮、固化、包裝、運輸等一系列環節。

地質處置就是從地質角度選擇合適的放置場地，利用地質體的環境屏障作用或地質體與處置工程建築的綜合屏障作用永久地存放和隔離放射性廢物的處置方法。地質處置方法不但在理論上已為人們普遍理解和接受，而且在自然環境中，成為無害物質保存在原地，有力地說明一定的地質體具備保存放射性廢物的環境能力。

放射性廢物處置問題的實質是用工程的和天然的多重屏障系統來有效地隔離影響人類健康與安全的放射性核素向環境遷移擴散。因此選擇安全可靠的處置場地和設計、建造貯存庫時，必須綜合考慮。

9.3.3.2高放廢物的地質處置

如何最終安全地處置在核燃料循環過程中產生和積累的高放廢物，是核工業發展中的一個重要問題，也是放射性廢物地質處置方法研究中的一個重要問題。目前，無論是高放固體廢物還是高放廢液，一般都是考慮在地殼深部進行處置。

(1)地質處置的影響因素

1)深度:固體放射性廢物地下貯存的原理簡單，且有一定的優勢。建造深650m或更深的地下貯存庫無技術困難，但需考慮各種地表作用與自然現象不至於影響所埋藏的廢物為准。

2)地下水流作用:地下水是埋藏的廢物最易接觸的溶劑與載體，故在選擇場地時，必須十分重視地下水環境，確保場址周圍不可能發生地下水的滲入或者入滲速度很低，在安全期限內不至於產生放射性溶質遷移到人類生活環境中的問題。選擇滲透性低的岩石、能使貯存庫環境主岩中的地下水流減少到最低限度。

3)區域地質穩定性:場址應盡可能選在構造穩定及地震活動微弱區域的岩石之中。另外，在構造活動性較強的地帶內，當這種構造作用並不影響擬定的貯存庫岩石及其中所埋藏的廢物時，也可以考慮在該地帶內選擇場址。場址應避開斷層及其他岩石裂隙。

4)主岩的環境特徵:環境主岩的礦物成分、化學成分及其放射性本底特徵是放射性廢物處置庫環境主岩的重要研究內容之一。具有低滲透性、高吸附性，與放射性廢物之間不會發生能引起放射性核素遷移反應的環境主岩，將成為處置庫外的可靠環境屏障。同時，埋藏廢物庫周圍的環境主岩要有足夠大的范圍。

5)工程地質特徵:鑒於岩石靜壓力隨深度而增大，故需選擇適當的埋藏深度，使岩石靜壓力不致危及貯存庫的坑道。岩石靜壓力在各處變化很大，所以對每個擬選場址都需查明其工程力學特徵，而且，處置庫的設計都需因地制宜。美國對田納西採石場的白雲石樣品進行注模試驗的結果表明，當岩石負荷達70MPa、溫度高至200℃時，岩石的變形很小。

6)自然資源環境:廢物貯存庫絕不應對自然資源產生強烈的影響。貯存庫中埋藏的放射性廢物和周圍的很大一部分環境主岩構成一個較完整體系，這一體系中的任何部分都不得以任何理由進行挖掘，影響其自然資源。

(2)高放廢物處置庫的岩石環境特徵

適用於高放廢物地質處置的環境岩石類型比較廣泛，涉及侵入岩、變質岩、噴出岩、沉積岩。例如;花崗岩、片麻岩、玄武岩、凝灰岩、流紋岩、頁岩、粘土、鹽岩等，世界上許多國家都分別作過研究。

高放廢物地質處置的環境岩石類型研究內容比較多，除地質學外，還有熱學、岩石力學等。具體的研究內容有:岩石待征、同位素地質年齡、孔隙度、滲透率、力學性質等。

(3)地質處置方案

對於長壽命、高水平放射性廢物的最終處置問題，最長遠的解決辦法是將其置入地殼深層中。這種處置的優點一是可按照地質年代計算的長時段中，從所有同人類接近或接觸的環境中消除了具有潛在危害的物質;二是有確實的保證，使這些物質在可能重返地表之前早已衰變掉。

目前，已經研究或擬研究的高放固體廢物地質處置方案有基岩礦坑處置、層狀鹽岩層處置、海底坑道處置等。

(4)廢液固化

為了解決高放廢液長期安全貯存的一些問題，一般以固態貯存較好。固態物更易於運往遠處，發生偶然事故或火災時釋出的危險較小，而且在地表或地下長期貯存之後滲入地下含水層的機會大為減少。

通常要求，任何一種將液體廢物轉化為固態物的處理方法，理論上應符合以下條件:體積顯著減小;工藝應比較簡單;生成物在所有預料的環境下均應具有化學穩定性;沒有自熱作用的損耗;生成物應不吸濕而且密實;工藝過程應適於遠距離操作和維修;方法應不太貴;生成物的形狀應易於運輸;最終產物應具有足夠強度，能經受跌落及其他偶然的撞擊;通過精心設計或採用有效的方法能夠保持低的放射性強度。

最重要的轉化和固化的方法是:瀝青化;水泥化和製成水泥塊;罐式般饒;流化床煅燒;噴霧固化;玻璃化;轉化成粘上燒結塊。目前，各國研究的適合高放廢液固化的四種主要方法是:罐式煅燒，噴霧固化，磷酸鹽玻璃化和硫化床煅燒。

9.3.3.3 中、低放固體廢物的地質處置

中、低放廢物包括液體、泥漿及多種材料，如防護服、動物迫骸、玻璃器皿、離子交換樹脂、管道閥門及紙張等。大多數中、低放廢物來自核電站、研究實驗室、醫院、工業設施和大學等。

中、低放固體廢物的地質處置方法主要有填溝法、包氣帶法、地面處置、地下坑道處置。

(1)填溝法

填溝法的優點主要是簡便易行，但廢物滲出的危險較大。從早期的實踐看，美國一般在天然地表挖掘淺溝掩埋處置低放廢物，有的用填溝法處理。大多數地溝的規模取決於地形、沉積物的類型、岩石特徵和其他局部條件。

(2)包氣帶法

一般說來，由於含水量的降低，包氣帶岩石的滲透系數比飽水帶大大降低，使放射性核素的遷移速度減小。因此，包氣帶處置是各國在處置中、低放廢物中重點研究的方法之一。

(3)地面處置

地面處置一般採用土丘式或工程結構式方案。該方案適用於半衰期很短的放射性核素如日本、法國採取這種方案，但美國人認為這是一種靈活適用但費用昂貴的管理方法。

(4)地下坑道處置

地下洞室和礦坑等均作為地下坑道的同等概念。在地質條件不適合於淺埋方案處置中、低放廢物的地區，可以考慮地下坑道處置方案。它適合於處置固體或固化廢液和半衰期范圍較寬的要求高度隔離的中、低放射性廢物。

9.3.3.4 放射性廢液的地質處置

放射性廢液深井處置是目前研究的方案之一，地下槽貯則是一種非永久性的過渡性地質處置方式，水力壓裂法處置放射性廢液是一種液入固存的地質處置方案。

㈡ 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）。

㈢ 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.....

㈣ 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。

㈤ 高放廢物及其處置方法

高放射性廢物（High-Level Radioactive Waste，HLW），簡稱高放廢物，是在 20世紀年代提出的，是指乏燃料後處理第一循環溶解萃取水溶液，或與此相當的濃縮廢液等（閔茂中，1998），其中的主要核素有銫、鍶及鈈、鎇、鎿等超鈾元素。我國放射性廢物分類標准（GB 9133-1995）中規定（國家環境保護局，1996）：高放固體廢物比活度A＞4×10¹¹Bq/kg，高放廢液比活度A＞4×10¹⁰Bq/L，因此它具有高放射性、高放射毒性以及發熱量大，且半衰期長的特徵，從而對人類生存和生態環境構成了長久和嚴重的危害。

對於高放廢物，視其放射性核素的種類和水平，達到無害化需要數千年、幾萬年甚至更長的時間。因此，對高放廢物的處置並不僅僅是一個工程技術問題，也是一個在特定場址環境下，與其處理工程設施有關的工程安全、環境保護、公眾輻射防護和社會可接受性的綜合性問題。能否安全處理這些高放廢物，是關繫到我國核事業可持續發展的不可迴避的重大問題，也是我國核工業面臨的重大挑戰，也是世界各核能大國普遍關注的重大課題（王駒，2009）。

高放廢物處置的目的就是把高放廢物與人類的生存環境隔絕開來，以防止放射性物質向生物圈遷移，或者至少將其限制在規定的水平。高放廢物的安全處置一直是一個世界性的難題，國際上自20世紀 50年代就開始了研究。為了保證高放廢物的安全處置，有關國家成立了專門的核廢物處置實施機構，並制定頒布了相關的法律、法規，明確了責任和義務，在政策、法規和體制上為高放廢物的安全管理和處置奠定了基礎。世界各國為消除放射性廢物對生態環境的危害，提出了核嬗變法、稀釋法和隔離法等方法來處置放射性廢物（閔茂中，1998；羅嗣海，2004）。

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，實現放射性廢物的減害處理。但是由於該法費用十分昂貴，目前還很難實現（閔茂中，1998）。稀釋法是將核廢物極度稀釋至對生態環境無害的水平（閔茂中，1998），稀釋法不適宜高放廢物。而隔離法就是將核廢料與生物圈長期隔離，使放射性核素不能進入生物圈或進入生物圈之前已經不會對其產生危害。隔離法又包括：太空處置、海洋處置、冰層處置及地質處置等。目前，冰層處置與太空處置還僅是一種設想。目前通過對各種方案的分析和對比，許多國家對地質處置的安全性與現實性達成共識，並認為高放廢物地質處置是最現實、可行的方法（Laurence，1997）。地質處置是基於多重屏障的概念，即先把液態核廢物進行濃縮，然後將濃縮液加以固化，最後進行深埋，利用土壤岩石等地質介質，採用一系列人工手段將核廢物固化體與生態環境長期或永久隔離，以防止或減緩放射性物質向生物圈遷移。為實現地質處理的長期隔離，必須依賴於有效的天然屏障和人工屏障。

㈥ 高放廢物的地質處置包含哪些方面

中國也面來臨如何處置核乏燃源料問題。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.....

㈦ 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）

㈧ 放射性廢物的地質處置

核廢料的地質處置是國際通行的處理方式，隨著核能的發展，越來越多的核廢料需要深地質處置，其目的是使核廢料與生物圈最大限度地隔離開來，一旦隔離失敗，也要盡可能的阻滯核廢料的擴散。核電站排放的核廢料中包含的核素種類很多，對環境危害大的是一些半衰期較長的核素，見表8.4.2。

瑞典在核廢料處置方面有很多成功經驗，核廢料的來源有兩部分，一是核電站產生的廢物，包括乏燃料和一部分工業用的核材料；二是醫療、工廠、學校、研究單位用過的核廢物。其中乏燃料要嚴格進行深地質處置，其他來源的核廢料也要進行淺地質處置。圖8.4.1是T.Hedman et al.概括的瑞典的核廢料組成體系。核廢料處置的方案多達六種，但最可行的是深地質處置。該體系由四部分組成，第一部分是將廢物固化在一個易於操作且相對簡單的固化介質中，如玻璃和混凝土介質。核廢料的包裝是第二道屏障，對短壽命的低中放核廢料用金屬鐵、混凝土容器則可。對毒性很大的乏燃料，則要用能承受一定壓力的容器，把核廢料封裝在一個個金屬小球內，金屬小球外要有防腐的金屬銅外殼。第三道屏障是充填於包裝體和圍岩之間的硼潤土作為緩沖回填材料。第四部分是處置庫區的圍岩和穩定的地質環境。

表8.4.2 乏燃料排放40年後核素的放射性活度和濃度水平

盡管採取了嚴密的安全措施，但是高放廢物的比活度高、釋熱量大、有的核素半衰期長、生物毒性大、對環境的影響非常深遠，因此對其滲、泄漏的監測是必不可少的環節。世界上的多數核電站毗鄰海洋和較大的河流，容易對海、河造成直接的核污染。

圖8.4.1 瑞典的核廢料處置體系

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 高放廢物的處理方法

高放廢物的處置方式可分為地質處置和非地質處置兩大類。地質處置包括海洋處置、海島處置、冰蓋處置、岩石熔化處置、深地質處置等。非地質處置主要是指核素分離與嬗變和宇宙處置。