在高放廢物處置系統中，安全評價的目的是關註放射性物質對人類的最終影響，因此模型研究是在情景分析的基礎上，描述處置系統未來可能發生的各種物理化學過程，定量分析這些物質在系統中的溶解和遷移行為。處置庫關閉後，放射性物質的衰變熱將觸發傳熱過程，進而誘發圍巖新的應力和變形過程，改變流體滲流和近場地球化學過程。因此，封閉後高放廢物深部地質處置系統中的圍巖穩定性和放射性物質遷移，特別是近場巖體穩定性和放射性物質遷移，是溫度場(T)、滲流場(H)、應力場(M)和化學場(C)耦合的。目前對模型的研究僅根據遷移介質的不同建立了放射性物質在近場、遠場和生物圈中的遷移模型。在模擬過程中，根據地下水的化學成分、地下水的流速和流量、放射性物質在玻璃固化體中的溶解速率，模擬計算各種情景下放射性物質向生物圈的排放通量，分析不確定因素對安全評價結果或模型參數敏感性的影響程度。
2.2.2.1項目屏障放射性物質遷移模型
當處置庫關閉後，隨著時間的推移，地下水最終會返回處置庫，固化廢物中的放射性物質會被地下水淋溶，釋放到近場，遷移到遠場。
目前，各國在描述工程屏障中放射性物質的遷移(回填材料為膨潤土)時，基本都是基於以下假設(T.M.Sullivan，1991；JNC，2000c):
①假設廢水罐的設計最小壽命為1000年。認為1000年後，所有廢料罐將同時失效，對放射性物質的遷移沒有抵抗力。(2)在廢槽破壞時間內，固化體產生的熱量會逐漸向四周擴散，溫度接近圍巖溫度，回填材料會完全飽和，從而在廢槽周圍構築起壹個均質、低滲透的屏障；(3)由於固化過程中裂紋的形成和廢物槽的腐蝕膨脹，處置後固化體的表面積大於原來的幾何尺寸；④廢罐失效後，回填材料中的孔隙水會進入固化體，導致玻璃體的溶解，但未考慮玻璃體表面積隨時間的減少；⑤未考慮固化體裂紋、玻璃體分解產物和廢罐腐蝕產物中放射性物質的滯後效應；⑥近場孔隙水的化學特征主要取決於地下水、回填材料和廢罐產品的化學反應，溶解度取決於近場孔隙水的成分；固化體附近和回填材料中放射性物質的濃度主要受溶解度的限制；放射性物質的溶解和沈澱比其擴散出現得早得多，很快達到局部瞬時平衡，沈澱的固相可能再次溶解以維持飽和；⑦忽略來自地下水或回填材料的同位素稀釋；⑧放射性物質通過擴散在回填材料中遷移，膨潤土的吸附是線性的、可逆的、瞬時的；⑨回填材料中的微孔結構會通過過濾阻止膠體遷移；⑩回填材料釋放的放射性物質瞬間完全與流經擾動區的地下水混合，不考慮擾動區對放射性物質的吸附，認為放射性物質全部遷移到圍巖裂隙中。
簡而言之，在分析工程屏障中放射性核素的遷移時，考慮(如圖2.5所示，JNC，2000c):
*放射性核素在固化體中的溶解；
*在回填緩沖材料中的擴散和吸附；
放射性核素的放射性衰變和增長；
*放射性核素向周圍巖石的釋放。
基於這壹假設，根據質量守恒/能量守恒方程，可以得到描述玻璃體溶解、放射性物質在回填緩沖材料中遷移以及核素通過擾動區向圍巖釋放的方程組。結合相應的邊界條件，可以得到不同條件下的數學模型。美國給出了計算廢物罐破損泄漏時核素遷移的程序BLT(T.M.Sullivan，1991)。TOUGH程序(Press，1991a，1999)和TOUGHREACT程序(徐天福，2003)用於多場耦合研究中的工程特定病原自由；加拿大給出了壹個耦合程序MOTIF(L.Jing，1995)來描述地下水流、熱量和溶質運移。日本、瑞典等國也給出了相應的計算程序。
圖2.5工程屏障中的核素遷移過程
(根據JNC，2000c)
圖2.5 EBS中的核素遷移過程
(JNC，2000c)
2.2.2.2地質屏障中放射性物質的遷移模型
當工程屏障失效時，我們必須依靠地質屏障來阻止放射性物質向生物圈的遷移。目前，大多數國家選擇低滲透率的硬巖體作為地質屏障，但這種低滲透率的硬巖體中含有不規則交錯裂隙，構成地質屏障中放射性物質的主要遷移通道。當放射性物質從工程屏障中釋放出來後，會隨地下水沿斷裂遷移，釋放到下遊的生物圈中。放射性物質在地質屏障中的遷移如圖2.6所示。因此，地質屏障是高放廢物深部地質處置系統中的最後壹道防線，建立合理的遷移模型來模擬放射性物質的遷移行為是非常必要的。
裂隙網絡介質中溶質運移模型可分為等效連續介質模型、離散裂隙網絡模型、雙連續介質模型、隨機模型(王金國，2004，2005b)、溝槽流模型等。
1)等效連續介質模型:用連續方法模擬裂隙介質中的流動和運移。在連續介質框架下，將裂縫系統視為單壹或壹系列連續的多孔介質，忽略裂縫的非均質性，只考慮裂縫網絡及其基質域的平均性質。目前，國內外對這種等效連續多孔介質中溶質運移的研究已經達到相當的水平，相應的數學模型也基本成熟。因此，裂隙介質中的溶質運移問題可以直接用成熟的連續多孔介質溶質運移分析方法來解決，但這種模型不是真實的裂隙介質模型，不能描述裂隙介質中水流的不連續性和各向異性。然而，在裂隙介質中溶質運移問題提出之初，許多學者(ODA M .，1986；Berkowita B .，1988)應用這種等價方法解決各種實際問題。
2)離散裂隙網絡模型:即認為基質域本身不滲透，通過明顯的裂隙特征，在裂隙域內求解運移方程，模擬裂隙網絡介質中的水流和溶質運移。該模型充分考慮了裂隙介質的非均質性和不連續性特征，能夠很好地描述水在裂隙中的流動和溶質運移特征。為了解決實際問題，有必要找出幾何參數(如裂縫寬度、產狀、間距等。)和裂隙介質的水力參數。此外，還需要找出裂縫的數量和位置，建立交叉處的質量守恒方程，這使得利用該模型解決實際問題變得困難。因此，它只適用於簡單裂隙網絡的裂隙介質中的溶質運移。Y.W.Tsang等人(1996)、B .阿馬代伊等人(1994)、Derhowitz等人(1999)等。在離散裂隙網絡模型的基礎上，結合隨機理論，提出了分析裂隙網絡介質中溶質的隨機離散裂隙網絡模型。Ubertosi等人(2007)對其進行了改進。
圖2.6放射性物質在地質屏障中遷移示意圖
圖2.6地質屏障系統中放射性溶質運移示意圖
3)雙重連續介質模型:該模型認為裂隙介質是水力參數不同的兩種連續介質(裂隙域和基質域)的疊加，忽略了單個裂隙的空間位置和形狀對溶質運移的影響，認為裂隙介質中孔隙和裂隙的發育是均勻的，而裂隙的分布是隨機的(王金國，2004)。它是由Barenblatt和Warren等人(1963)在1960中提出的，用於解決裂縫性多孔介質中的流動問題，然後將其應用於運移模型(Bibby 1981；Huyakorn等人，1983a，1983 b；格爾克等人，1996；劉金英等人，1996；阿諾德等人，2000年；李進選等人，2001)。
在雙重連續介質模型中，裂隙域和基質域的滲透率差別很大，具有相對獨立的滲流特征。雙重連續介質模型能在壹定程度上描述優先流動現象，並考慮了裂隙域和基質域之間的物質交換，更符合實際。但也存在對裂隙介質各向異性和不連續性考慮不足、裂隙域和基質域間溶質交換項難以確定等問題。
4)隨機模型:利用隨機理論獲得宏觀範圍內裂隙介質的不確定特性，進而用於研究裂隙介質中的水流和溶質運移問題。Dagan(1986)將溶質的濃度分布視為隨機函數，在大尺度上推導出汙染物平均濃度所遵循的基本方程。嚴等(1997)應用隨機理論研究了二維非均質非飽和土壤中可吸附溶質的運移。國內楊進忠等(1998)在總結國內外區域地下水溶質運移研究方法和理論的基礎上，研究了在對數正態二階平穩和壹階擾動近似條件下，平均濃度滿足對流-彌散方程，總結出宏觀彌散系數的壹系列表達式。Jan Vanderborght J.(2006)利用隨機連續介質模型討論了溶質運移方程在田間尺度的應用，並給出了相應的實驗結果。總的來說，國外對該模型的研究進展很快，而國內還處於起步階段(王金國，2004)。
5)溝網模型:溝流是指水流集中在阻力較小的路徑上，由介質的非均質性引起。在過去的10年中，實驗觀察和理論研究證實，竄槽是裂隙介質中的普遍現象(曾等，1989，1998；布朗等人，1998).槽流的概念可以很好地解釋單個裂縫下遊出口處滲透曲線的某些形狀，特別是在瞬時註入或短期註入的情況下。溝渠網絡模型能更好地描述優先流現象，越來越受到各國學者的關註。對於大規模模擬，如果必須精確離散大量裂縫，對計算機的計算能力要求相當高，而且很難獲得真實裂縫系統的縫隙寬度的精確變化，因此這種方法的應用壹直相當有限。
目前，許多國家在確定處置概念設計、放射性核素遷移的空間範圍和時間尺度、放射性核素遷移機理、概念模型和各種參數的基礎上，開發了大量高放廢物處置裂隙系統溶質遷移的計算程序。例如日本開發的AT123、MIG3D和per8migr (Kawamura R .，1987)(用於模擬地下水流和核素遷移)；瑞典開發的CALIBRE/SRYSTAL(近場及圍巖核素遷移)、FARF31(遠場核素遷移模型)、HYDRASTAR(隨機連續模型，模擬地下水流)；美國主要開發了壹些程序來描述非飽和條件下的核素遷移，如DCM3D和NEFTRAN2(沈，2001)。此外，加拿大、瑞士、法國等國家也開發了相應的裂隙介質中核素遷移模型。
瑞典乏燃料和核廢料管理機構(SKB，1999)描述了？sp？對比分析了地下庫內流動和對流遷移的不同模擬方法。本研究(也稱替代模型項目)主要考慮三種模擬方法:①隨機連續體模型(Widén et al .，1999)；②離散裂隙網絡模型(Dershowitz等1999)；③溝槽網絡模型(gyrating等1999)。用這三種方法研究同壹個參考問題，三種方法預測的最小和平均遷移時間相近，汙染物在地質圈內的導出量相近。這種壹致性表明，如果將它們應用於相同的精確設置的問題，模擬方法中的概念差異不會產生非常不同的結果(Selroos等人，2002)。Chin-Fu Tsang等人(2005)也指出，成功的數值模擬主要取決於對巖體水文地質特征(如水力梯度、裂隙參數、與核素遷移相關的參數等)的準確描述。)和實驗系統本身，而數值方法(離散裂隙系統或等效連續介質)的選擇則處於次要地位。基於這些結論，本書選擇了壹個成熟的雙重介質模型來模擬放射性物質在地質屏障(遠場)中的遷移。
2.2.2.3生物圈溶質運移模型
地質屏障釋放的放射性物質最終將進入下遊含水層，然後通過地圈-生物圈界面(GBI)進入生物圈。河流、水井等。通常被認為是GBI。由於放射性物質在生物圈中的遷移涉及的因素很多，與工程屏障和地質屏障中的溶質遷移相比，具有更大的隨機性和不確定性，具體體現在以下兩個方面:壹是涉及的對象廣泛，如動物、植物、河流、土壤等。，而這些溶質在各種物體中的分布是不同的；二是這些溶質在生物圈中的遷移通道非常復雜，如各種生物之間的遷移、生物與水體之間的遷移、生物與土體之間的遷移等。，且遷移量難以確定(魏海，2005)。因此，定量描述這些放射性物質在生物圈中的遷移是非常困難的，需要對它們進行適當的概括和劃分，以便用數學語言來描述。瑞典(SKB，1992；SKI，1996)、加拿大(Davis et al .，1993)、日本(JNC，2000c)等國家都是在概化的基礎上用分室模型來描述放射性物質在生物圈中的遷移。
生物圈中的分區是復雜的。這裏只對常見的地表水和土壤進行分區，分區壹般包括(JNC，2000c): ①表層土壤；②改變飽和帶；③河水；④河流沈積；⑤當地海水；⑥局部海相沈積。在建立分帶模型時，將地質屏障釋放到生物圈中的放射性物質視為源項，將河水視為相關地質環境中地圈與生物圈的界面。假設地質屏障釋放的放射性物質在進入生物圈之前，不會瞬間擴散進入生物圈。
根據區劃，放射性物質在生物圈中的遷移過程是:首先放射性物質隨地下水進入地表水體，然後壹部分通過灌溉進入表層土壤和含水層，壹部分因降水附著在河床上，其他放射性物質隨水流進入海洋；附著在河床上的放射性物質壹部分通過搬運沈積在海底，壹部分懸浮在海水中。但是海水中的放射性物質壹部分沈積在海底，另壹部分最終沈積。放射性物質在不同區域之間的遷移過程可參見圖2.7 (JNC，2000c；魏海，2005)。通常，受放射性汙染的每個分區分別影響各種農業、林業、漁業和畜牧業產品。比如河水的灌溉會導致各種農作物的汙染，放射性物質會通過直接或間接食用這些農作物進入人體。壹般來說，對暴露人群進行定量分析的方法有兩種(JNC，2000c): ①首先明確可能暴露人群的位置和特征，並假設暴露路線；這樣，在放射性物質遷移的概念模型建立之前，就確定了受照人群和特征。②輻照路線的確定是根據地質屏障釋放的放射性物質的質量，通過不同的生物圈遷移。由於後壹種方法不需要對受照人群進行假設就可以確定重要的遷移介質，因此壹般用於確定易感人群的受照方式和途徑。
圖2.7放射性物質在生物圈中遷移過程示意圖。
(根據JNC，2000c)
圖2.7生物圈中放射性溶質遷移過程示意圖
(JNC，2000c)
因此，高放廢物庫中放射性物質的遷移必須經過工程屏障、地質屏障，最終進入生物圈。這三個階段有不同的遷移模式，分析評價時必須分別研究不同的遷移介質。