高水平放射性廢物（簡稱高放廢物）的安全處置是一項關系到核工業可持續發展、保護環境和人民健康的重要而緊迫的任務，是長期的、艱巨的、復雜的系統工程。經過近50年的研究，目前，普遍認為深地質處置是高放廢物最現實可行和安全可靠的處置方案之一[1-3].深地質處置即將高放廢物埋在距離地表約500~1 000m的地質體中，使其永久與人類的生存環境隔離[4-5].我國從1985年開始有關高放廢物深地質處置方面的研究，經過近30年的發展，初步將甘肅北山地區作為我國高放廢物處置場的預選場址[6-7].甘肅北山地區能否成為我國高放廢物處置庫的首選區，關鍵是考察其地質介質能否有效地阻滯放射性核素的遷移，而放射性核素從處置庫釋放至環境中最可能的情景是地下水入侵處置庫后被浸出的放射性核素隨地下水的流動而遷移[8].
通過對放射性核素在候選區域地下水中溶解度的研究可保守地預測單個放射性核素在地下水中的濃度上限，從而為核素遷移程序提供源項，并為遷移阻滯過程中的吸 附 機 理 和 膠 體 形 成 機 制 提 供 必 要 的參數。
溶解度是指在一定溫度下，固態物 質在100g溶劑中達到飽和狀態時所溶解的質量。
在地質處置化學領域，核素的溶解度是指水介質中溶解狀態的核素物質在與其在固相的動態平衡過程中的最大濃度限值，單位一般為mol/L.核素溶解度數據是地質介質中溶解物遷移方程的輸入源項。核素的溶解度是廢物固化體釋放核素的上限濃度。因此，核素在地下水中的溶解度作為高放廢物深地質處置安全和環境評價系統中的關鍵參數，一直受到國內外學者的高度重視，相關文獻很多，但文獻中的數據有很強的地區特征，不完全適用于我國高放廢物地質處置預選場址的安全和環境評價。
241Am和243Am作為高放廢物深地質處置中重點考慮的核素，其在深地質介質地下水中的溶解度相關的數據是環境安全評價的關鍵數據。美國Los Alamos國家實驗室采用過飽和實驗 和 未 飽 和 實 驗 測 定 了241Am3+/Nd3+在25℃和60 ℃的UE-25p#1號 井 地 下 水 和Well J-13典 型 地 下 水 中 的 溶 解 度 和 形 態，241Am3+/Nd3+的溶解度受溫度和pH值的影響明顯，但趨勢不確定[8-12].Nitsche等[12]研究發現：pH值增大對Am溶解度幾乎無影響，Am溶解度的控制固相形態為Am（OH）CO3;Am以Ⅲ價存在；對于Am（OH）3,當溶液的pH值由7提高到13時，其溶解度呈穩定下降的趨勢。這反映了Am發生水解反應的不同pH值區間，且水解使溶解度降低。
我國已初步將甘肅北山地區確定為高放廢物地質處置預選場址，但關于Am（Ⅲ）在北山地下水中溶解度的研究目前尚未見報道。因此測定Am（Ⅲ）在甘肅北山地下水中溶解度對處置場的選址和安全評價具有重要意義。
1 實驗部分
1.1主要儀器和試劑
QUAN TULUS1220超低本底液閃譜儀及專用 閃 爍 液，美 國PE公 司；低 氧 工 作 箱，（O2含量<5ppm），上海米開羅那有限公司；LM-125型超濾裝置，北京旭邦膜設備有限責任公司；TDL-80-2B型低速臺式離心機，上海安亭科學儀器廠；HI2930pH電極和pH301實驗 室 專 用 酸 度/離 子/氧 化 還 原/溫 度 計，HANNA公司。
地下水樣品取自甘肅北山的BS03#地下水（長期封存于高純氬氣中），使用前經孔徑為0.45μm的過濾膜過濾以除去水中的懸浮物。
國家地質測試中心分析結果顯示：
BS03#地下水pH=7.58;外觀無色、透明；渾濁度<5;總硬度（以CaCO3計）為815mg/L;總堿度（以CaCO3計）為109mg/L;總酸度（以CaCO3計）為7.2mg/L;地下水中SO2-4離子濃度高達1 418mg/L,總離子強度為129mmol/L.241Am,中國原子能科學研究院放射化學研究所錒系元素化學及工藝研究室提供。其他試劑均為市售分析純。1.2實驗方法采用過飽和法研究地下水和去離子水中的Am（Ⅲ）的溶解度變化趨勢。將去離子水、北山地下水和Am（Ⅲ）儲備液置于低氧手套箱內平衡7d備用。取30mL去離子水和北山地下水，分別加入50mL離心管中。在離心管中加入微量的Am（Ⅲ）儲備液使Am的起始濃度約為10-6mol/L,用NaOH和HCl調節pH值到8.20左右。在低氧手套箱中將裝有溶液的離心管放置于金屬浴恒溫儀中，設置溫 度 為30、45、60 ℃,溫 度 波 動 控 制 為±1 ℃.離心管中的溶液靜置1d后觀察到有沉淀 生 成，直 到 實 驗 結 束 沉 淀 始 終 存 在。
金屬浴恒溫儀中的溶液每間歇一定時間充分振蕩，并定期取樣測量pH值和核素濃度，直至濃度穩定為止，溶液pH值在8.0~8.3范圍內基本不變。取樣時，取0.5mL上層清液并用3K截流分子量的膜過濾水相，過濾后的液體樣品取0.2mL并用超低本底液閃譜儀測Am（Ⅲ）的濃度。除測量外，其他所有操作均在低氧手套箱中完成。
2 結果與討論
2.1溫度對Am（Ⅲ）溶解度的影響本實驗在低氧環境中進行。分別測定了30、45、60 ℃恒溫條件下Am（Ⅲ）在真實地下水及去離子水中濃度和溶解度的變化趨勢，結果如圖1、2所示。從圖1可 看 出，在30、45、60 ℃1100d的平衡，Am（Ⅲ）的濃度趨于穩定。從圖2可看出，隨著溫度的升高，Am（Ⅲ）在地下水和去離子水中的溶解度在減小，地下水中Am（Ⅲ）的溶解度大于去離子水中的，是因為地下水中含有較多的陰離子，使Am（Ⅲ）以配合物的形態溶解于水中。
目前對Am（Ⅲ）溶解度的研究較少，文獻[9-12]研究了Am（Ⅲ）在Well J-13和UE-25p#1水中的溶解度。北山地區BS03地下水與Well J-13和UE-25p#1地下水中Am（Ⅲ）的溶解度及其他參數的比較列于表1.由表1可見，Well J-13和UE-25p#1地下水中Am（Ⅲ）的溶解度介于10-9~10-6mol/L之間，明顯高于本實驗的結果，可能是由于Well J-13和UE-25p#1地下水中含有較高的碳酸根離子和較低的離子強度。BS03地下水與Well J-13和UE-25p#1地下水由于地域的差異性，且基巖不同造成其成分差異較大。由于實驗所控制的氣相中二氧化碳含量的不同，導致水中CO2-3濃度差異較大，而CO2-3對Am（Ⅲ）離子有較強配合能力，造成Well J-13和UE-25p#1地下水中Am（Ⅲ）的溶解度較大。
2.2 碳酸氫根濃度和硫酸根濃度對Am（Ⅲ）溶解度的影響本文研究了去離子水中碳酸氫根濃度和硫酸根濃度對Am（Ⅲ）溶解度的影響。經過100多天的平衡放置，溶液中Am（Ⅲ）濃度達到近平衡態，利用液閃譜儀測定溶解態的Am（Ⅲ）溶解度，結果如圖3、4所示。圖3顯示，去離子水中Am（Ⅲ）溶解度隨起始碳酸氫根濃度的增大而增大。當碳酸氫根的濃 度 從0.7 mmol/L增 大 到3.5 mmol/L時，Am（Ⅲ）的溶解度增大超過1個數量級，這是因為隨碳酸氫根濃度的增大，碳酸根離子的濃度也相應增大，由于碳酸根有較強的配合作用，使溶液中有較多的Am（Ⅲ）以Am（CO3）+和Am（CO3）-2的形態存在。在將來的深地質處置環境中，二氧化碳的濃度較大氣中的大很多，會導致水中的碳酸根濃度偏大，而碳酸根的配合作用較強，最終導致水中Am的溶解度增大，使Am隨地下水遷移的概率增大，不利于Am的安全處置。
圖4顯示，地下水中Am（Ⅲ）溶解度隨起始硫酸根濃度的增大而增大，由于硫酸根對Am（Ⅲ）有 一 定 的 配 合 作 用，使 地 下 水 中Am（Ⅲ）能以AmSO+4和Am（SO4）-2的配合形態存在，因此Am（Ⅲ）溶解度隨起始硫酸根濃度的增大而增大。在北山地下水中，硫酸根的濃度 高 達 約30mmol/L,必 然 導 致 溶 液 中Am（Ⅲ）溶解度增大，Am隨地下水遷移的概率也因此增大，因此也對Am的安全處置不利。
2.3 pH值對Am（Ⅲ）溶解度的影響常溫下pH值對去離子水中Am（Ⅲ）溶解度的影響如圖5所示。由圖5可見，當pH值在5~7.8之間變化時，Am（Ⅲ）溶解度在10-7~10-6mol/L之間變化；當pH值升高至7.8時，Am（Ⅲ）溶 解 度 從10-7mol/L量 級 驟 降 至10-11mol/L量級；當pH值在7.8~11之間變化時，Am（Ⅲ）溶解度穩定于10-11~10-10mol/L之間。利用程序MEDUSA模擬Am（Ⅲ）形態隨pH值的變化趨勢，結果如圖6所示。模擬條件為：
Am3+總濃度1μmol/L、離子強度0.03mol/L、溫度25 ℃.由圖6可見，在pH=7.8附近，Am（OH）3晶體開始產生。這說明在pH值接近8時，在CO2-3濃度較低的情況下，Am（Ⅲ）溶解度受Am（OH）3（c）晶體的控制，這與圖5的結果吻合。3結論==本實驗針對pH=8~8.3范圍內的去離子水和北山地下水體系，在低氧環境中，用過飽和法測定了30、45、60 ℃下Am（Ⅲ）在去離子水 和 北 山 地 下 水 中 的 溶 解 度，得 到 以 下結論：
1）由于北山地下水中無機陰離子的配合作用，Am（Ⅲ）的溶解度大于去離子水中的溶解度，可能使Am（Ⅲ）的遷移量增大，不利于處置安全。
2）溫度升高使Am（Ⅲ）的溶解度減小，可能使Am（Ⅲ）在處置庫近場地下水中的濃度變小，使Am（Ⅲ）的潛在的遷移量變小，有利于安全處置。
3）Am（Ⅲ）的溶解度隨pH值的升高而減小，pH值升高至7.8時，Am（Ⅲ）的溶解度驟降3~4個數量級，有利于安全處置。
參考文獻：
[1] 經濟合作與發展組織核能機構.國際放射性廢物地質處置十年進展[M].王駒，張鐵嶺，譯.北京：原子能出版社，2001.
[2] 王駒，徐國慶，金遠新，等.甘肅北山地區區域地殼穩定性研究[M].北京：地質出版社，200.
