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核电作为一种安全、高效、经济、清洁的能源，在保障我国能源需求的增长、以及优化能源结构方面发挥了不可替代的作用[1,2]. 截至2023年9月30日，我国在运核电机组55台，额定装机容量为56993.34 MW（据2023年中国核能行业协会发布会）. 据悉，一座百万千瓦级的大型核电机组一年预计产生乏燃料约20—25 t，其中中低放核废物占比约97%[3]. 大量的中低放废物通常采用地质处置的方式来实现其与环境的长时间隔离. 在地质处置中，将会使用大量的水泥，水泥将作为第一道屏障阻滞放射核素的迁移. 长期的处置过程中，水泥将不可避免的与地下水接触，水中的离子会侵蚀水泥，导致其物理化学性能发生改变从而改变其对放射性核素的滞留能力. 137Cs属于中等寿命的裂变产物，其半衰期为30.17年；它的化学性质活泼，与钾、钠类似，在天然环境下几乎没有单质存在. 137Cs进入到环境后，可能沉积在土壤中并被植物吸收，从而进入食物链，最终进入人体中[4 − 5]. 137Cs一旦进入人体中，其50年辐照总剂量的94%将在第一年内被人体吸收，增加患者癌症死亡风险[6]. 因此，开展水泥离子侵蚀规律及其对137Cs阻滞能力研究对处置库长期安全评价意义重大.
本文结合我国第一座岩洞型低中放废物处置库的建设实际，考虑其地下水含量较高的SO42−与Cl−两种离子的存在，开展水泥的SO42−、Cl−离子侵蚀规律及其对Cs+吸附研究. 通过表征分析研究水泥的离子侵蚀规律；通过静态吸附实验，获得离子侵蚀影响水泥吸附Cs+能力的变化规律，探明吸附机理. 相关研究结果可为我国第一座岩洞型处置库的长期处置安全评价提供参考.
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Na2SO4、NaCl、CsCl，分析纯，购置于上海阿拉丁生化科技股份有限公司. 本文所使用仪器列于表1.
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采用四川双马水泥（集团）有限公司所生产的P.O 42.5水泥. 在水灰比为0.4的条件下，采用70.7 mm×70.7 mm×70.7 mm的试模成型，放置48 h后脱模. 水泥净浆试块在标准养护室内（温度（20±2 ）℃，相对湿度95%以上）养护28 d（参照GB/T 17671-2021水泥胶砂强度检验方法（ISO法）. 养护完成后，将水泥试块敲碎成小块，在60 ℃温度下烘干48 h，再使用研磨机将水泥小块研磨成粉，过200 目筛子后保存该水泥净浆粉末备用.
为了快速制备不同侵蚀程度的Cl−、SO42−侵蚀水泥，将过200目筛子的水泥净浆粉分别浸泡在质量浓度为1%、3%、5%、10%、15%NaCl和Na2SO4的溶液中并用磁力搅拌器搅拌使Cl−、SO42−充分与水泥净浆粉末接触. 10 d后，用超纯水清洗水泥粉10次，在真空干燥箱中干燥. 由于烘干过程中，离子侵蚀水泥可能会凝结成块，所以再次用研磨机对侵蚀水泥进行研磨并过200目筛子，以此制备得到了不同侵蚀程度的Cl−、SO42−侵蚀水泥.
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采用X射线荧光光谱仪（XRF）对水泥粉末样品进行分析，获得其主要化学成分. 采用场发射扫描电子显微镜（SEM）观察水泥样品的微观形貌. 测试条件：加速电压5 kV，电流5 μA，工作距离（WD）为8.6 mm. 采用Nicolet 5700型傅里叶变换红外光谱仪（FT-IR）对水泥样品可能拥有的官能团结构进行测定，其测量的波长范围为4000—500 cm−1. 采用比表面积和孔径分析仪（BET）对水泥的比表面积及孔体积进行了测试.
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在时间对吸附影响中，准确称取0.04 g SO42−、Cl−侵蚀水泥粉末于10 mL离心管中，加入8 mL不同浓度的 500 μg·L−1的CsCl溶液，将离心管置于恒温震荡箱内，并分别在30 min、1、2、4、8、12、24、48 h取样；在浓度对吸附的影响中，分别配制浓度为100、200、500、1000、2000 μg·L−1的Cs+溶液，称取0.04 g样品置于离心管中，加入8 mL不同浓度的CsCl溶液；将离心管置于气浴恒温震荡箱中震荡吸附，达到设定的时间后，以10000 r·min−1离心10 min分离固液相，将样品进行固液分离后，使用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定上清液Cs+浓度，计算吸附量.
静态吸附实验结果分别用吸附率（η）、平衡吸附量（Qe）及吸附量（Qt）来表示，计算公式分别为式（1）、式（2）、式（3） [7-8].
式中：η（%）为吸附率；Qt（μg·g−1）为t时刻的吸附量；Qe（μg·g−1）为平衡吸附量； C0（μg·L−1）为溶液中Cs+的初始浓度； Ct（μg·L−1）为t时刻溶液中Cs+的浓度；Ce（μg·L−1）为平衡时溶液中Cs+的浓度；V（mL）为溶液的体积；m（g）为水泥粉末的质量.
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采用X射线荧光光谱分析对SO42−、Cl−侵蚀前后的水泥化学成分进行了测试，结果示于表2. 表2显示，离子侵蚀前后水泥的主要化学成分保持不变. SO42−与Cl−对水泥具有脱钙作用，硫元素、氯元素通过与钙元素反应而被保留下来[9]. 在15% SO42−与15% Cl−侵蚀下，CaO含量分别从侵蚀前的62.82%下降至52.10%和54.35%，相应地水泥中的SO3与Cl含量分别从侵蚀前的3.58%、0.04%上升至13.81%、3.03%. 侵蚀过程中，水泥中的CaO的含量随着侵蚀液浓度升高而稳定减少，相应地SO3、Cl含量稳定增加. 水泥脱钙程度与侵蚀液浓度成正比，并且在相同离子浓度时，SO42−对水泥的脱钙作用更为显著.
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FT-IR红外光谱可以探测材料官能图的组成，将SO42−、Cl−侵蚀前后水泥样品经过压片之后，采用美国Nicolet 5700型傅立叶红外光谱仪在4000—500 cm−1波长范围内对样品官能团结构进行分析，结果示于图1.
在光谱中，不同峰位对应着不同的化学成分和结构特征. 3432、3442 cm−1和1639、1637 cm−1处的峰位分别代表了水泥水化产物Ca（OH）2中O—H的伸缩振动和结晶水中O—H的弯曲振动[9]；2975、1433、1431、874 cm−1代表水泥中碳酸盐物质CaCO3的C—O弯曲振动[10]；新出现的1127、615 cm−1峰位归因于SO42−侵蚀水泥后生成的钙矾石（AFt）或石膏的S—O伸缩振动[11]；981、975 cm−1为水泥水化产物水化硅酸钙（C-S-H）的Si—O伸缩振动[12]；531 cm−1和463 cm−1分别是Cl−侵蚀产物Friedel盐中[Al（OH）6]3−八面体中对应Al—O的振动吸收峰和Si—O—Si的弯曲振动[13,14].
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离子侵蚀前后水泥形貌变化用微观结构的致密性、孔隙特征以及侵蚀产物来表示. 使用扫描电子显微镜分别测定SO42−、Cl−侵蚀水泥表面的微观结构、组成颗粒的大小以及孔隙度尺寸，结果示于图2、图3. 由图2、图3可以看出，SO42−、Cl−离子侵蚀前的水泥具有致密的微观结构、更少的孔隙率，表面堆叠着板状和絮状的水化产物，根据其形貌特征可分为Ca（OH）2和C—S—H凝胶[15]. 图2中，在SO42−侵蚀下，水泥表面的板状结构逐渐过渡为细小的针状结构，并伴随大量孔隙产生，是因为SO42−与水泥水化产物反应生成了钙矾石（AFt）和石膏的侵蚀产物，导致水泥内部结构裂解，这与SO42−侵蚀水泥的FT-IR中新出现的钙矾石S—O官能团相符[16]；图3中Cl−侵蚀水泥出现的相似细针状产物主要考虑为侵蚀过程中生成的Friedel盐[15]. 对比图2、图3，在本文的实验条件下， Cl−对水泥结构的破坏性更强，Cl−侵蚀水泥表现出更高的孔隙率，这是因为氯离子在水泥中的扩散速度高出SO42−两个数量级[17 − 20].
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比表面积大小是了解水泥表面性质的重要参数，是水泥阻滞核素迁移性能的重要指标. 利用比表面及孔隙度分析仪测定了SO42−、Cl−侵蚀水泥等温吸附-脱附线和比表面积，结果分别示于图4、图5以及表3. 从图4、图5可以看出，SO42−、Cl−侵蚀前后，水泥的等温吸附-脱附曲线均属于Ⅱ型曲线，符合常规建筑材料等温线类型[21]. 当相对压力（p/p0）从0增加到0.6之间时，吸附增加缓慢，而在0.6—1之间则迅速增加，说明水泥表面的结构分散.
表3的比表面积和孔体积数据显示，随着SO42−、Cl−浓度增加，水泥比表面积和孔体积呈现先增大后减小的变化趋势. 侵蚀过程中，水泥的比表面积和孔体积分别由侵蚀前的10.687 m2·g−1和0.05 cm3·g−1增加到5%SO42−侵蚀后的20.432 m2·g−1和0.104 cm3·g−1，以及5%Cl−后侵蚀的21.784 m2·g−1和0.111 cm3·g−1. 这种现象是由于SO42−与水化产物（如Ca（OH）2、C-S-H凝胶、水化铝酸钙等）反应，生成钙矾石、石膏等侵蚀产物，导致水泥体积膨胀和开裂，产生大量孔隙[22]；Cl−侵蚀过程中，它与水泥组分硅酸三钙（C3A）或水化硫铝酸钙（AFm）发生反应，形成的Friedel盐同样会导致水泥体积膨胀[23-24]. 随着侵蚀程度的增加，生成的大量侵蚀产物堆积在孔隙当中，致使孔体积减小，比表面积减小，15%SO42−、Cl−侵蚀水泥比表面积和孔体积分别降至18.229 m2·g−1、0.093 cm3·g−1和19.604 m2·g−1、0.099 cm3·g−1. 不同浓度下SO42−及Cl−侵蚀水泥比表面积、孔体积变化趋势与SEM中观察到的形貌特征变化一致.
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为探究SO42−、Cl−侵蚀对水泥阻滞Cs+的性能，开展了时间对SO42−、Cl−侵蚀水泥吸Cs+的影响研究. 图6显示，前8 小时，离子侵蚀前后的水泥对Cs+的吸附量均在明显增加，并在12 h左右趋于平衡. 离子侵蚀水泥对Cs+的平衡吸附量随着侵蚀程度的增大先增大后减小，水泥净浆对Cs+的吸附量为14.83 μg·g−1，5%SO42−、Cl−侵蚀后的水泥对Cs+的平衡吸附量分别提升至63.17 μg·g−1、82.29 μg·g−1，这与前文所提及的水泥比表面积增大、孔隙率增加相关. 15%SO42−、Cl−侵蚀下，水泥对Cs+的平衡吸附量减小至56.87、58.58 μg·g−1，主要是侵蚀产物在孔隙中堆积，孔体积减小，有效吸附位点减少所致. 吸附数据与SEM、BET表征相符，表明SO42−、Cl−侵蚀能够通过改变水泥物化性能进而明显提升对Cs+的阻滞能力.
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吸附动力学可以反映吸附的机理和效率，解释实验数据与理论数据之间的关系. 为了探讨离子侵蚀对水泥吸附Cs+的机理，采用准一级和准二级动力学模型对吸附动力学数据进行拟合. 它们的线性表达式采用（4-5） [25].
Qt（μg·g−1）为吸附进行到t时刻时单位质量水泥吸附的Cs+的量，Qe（μg·g−1）为平衡时的吸附量. k1和k2分别为准一级和准二级动力学常数. 采用准一级和二级动力学模型对离子侵蚀水泥吸附Cs+的数据进行线性拟合，结果示于图7，相关参数示于表4.
图7和表4显示，利用准二级动力学模型所计算的不同程度侵蚀水泥对Cs+的吸附量与实验值更接近，拟合相关系数R2均接近0.999，说明准二级动力学模型能够更好地描述Cs+在SO42−、Cl−侵蚀水泥中的吸附，表明SO42−、Cl−侵蚀水泥吸附Cs+为化学吸附，吸附量受水泥成分及孔隙率影响. 吸附过程中Cs+首先与C-S-H凝胶外表面的硅酸盐形成不溶性络合物，然后向水泥内部孔隙中扩散[26]. 动力学结果表明SO42−、Cl−侵蚀并未改变水泥对Cs+的吸附机理.
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研究离子侵蚀水泥对Cs+的阻滞能力，可以从水泥中的结合Cs+含量与自由Cs+含量之间的关系着手，通常使用吸附等温线来描述它们之间的关系. 为更好地理解Cs+在离子侵蚀水泥中的吸附机理，分别使用Langmuir和Freundlich吸附等温模型拟合Cs+在SO42−、Cl−侵蚀水泥中的吸附等温线，Langmuir和Freundlich的线性表达式分别为（6）、（7）[27 − 28].
式中，Qe（μg·g−1）为平衡时的吸附量，Qm（μg·g−1）为Langmuir等温模型下的理论最大吸附量，Ce（μg·L−1）为平衡时溶液中Cs+的浓度，kL、kF为吸附平衡常数，n为Freundlich等温模型的亲和度常数.
由图8及表5可以看出，Cs+在SO42−、Cl−侵蚀前后的水泥中的吸附等温线更符合Langmuir等温模型，各样品Langmuir模型相关系数R2相比Freundlich模型更接近1.
根据吸附平衡模型理论，吸附过程中Langmuir等温模型占主导时，以单层吸附为主. 拟合结果表明，SO42−、Cl−侵蚀之后并未改变Cs+在水泥中的吸附等温模型，但却显著提升了水泥对Cs+的最大吸附量Qm，增强了水泥对Cs+的滞留能力.
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本文结合我国第一座岩洞型放射性处置库的建设实际，通过实验和理论分析，研究了SO42−、Cl−对水泥的侵蚀规律以及侵蚀前后水泥对Cs+的吸附行为，获得如下结论：
1）表征分析揭露了SO42−、Cl−对水泥的侵蚀规律. SO42−、Cl−对水泥具有脱钙作用，SO42−与水化产物Ca（OH）2反应生成石膏，Cl−与水泥中的硅酸三钙等反应生成Friedel盐. 5%SO42−、Cl−与水化产物充分反应，致使水泥微观结构由致密转为稀疏，孔体积增加. 离子浓度高于5%时，离子侵蚀程度增大，侵蚀产物在表面不断堆积，孔体积减小.
2）吸附实验结果表明，离子侵蚀能够显著提高水泥对Cs+的吸附能力. 5%SO42−、Cl−侵蚀分别将水泥对Cs+的吸附量从14.83 μg·g1提升至63.17 μg·g−1、82.29 μg·g−1，伴随侵蚀液浓度增加到15%，吸附量分别下降至56.87、58.58 μg·g−1，SO42−、Cl−侵蚀能将水泥对Cs+的吸附量提升5—6倍.
3）吸附动力学和吸附等温模型分析显示，SO42−、Cl−侵蚀水泥吸附Cs+主要表现为单层化学吸附，吸附存在离子交换；SO42−、Cl−侵蚀增强了水泥对Cs+的吸附性能，但并未对其吸附机理产生影响.
水泥离子侵蚀规律及其对Cs+的吸附
Study on the law of cement ion erosion and its adsorption of Cs+
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摘要: 水泥是放射性废物处置库建设的必需材料；作为第一道屏障在阻滞放射性核素迁移上发挥着重要作用. 在处置库长期的服役过程中，水泥难免会被地下水中的SO42−与Cl−侵蚀，破坏其微观结构，改变其对放射性核素的滞留性能，从而危害处置库安全. 为考察SO42−与Cl−侵蚀对水泥的影响，研究了水泥离子侵蚀规律及其对Cs+的吸附性能. 通过XRF、FT-IR、SEM、BET等多种表征手段探究了离子侵蚀前后水泥物化性质的变化，结果表明SO42−、Cl−分别与水化产物反应生成钙矾石、Friedel盐等膨胀产物，离子侵蚀后，水泥的比表面积及孔隙率增加；随着离子侵蚀程度的持续增加，侵蚀产物在孔隙内堆积降低了孔体积及比表面积. 吸附实验结果表明，水泥净浆对Cs+的吸附量为14.83 μg·g1，5%的SO42−、Cl−侵蚀将水泥对Cs+的吸附量分别提升至63.17 μg·g−1、82.29 μg·g−1. 吸附动力学及吸附等温模型拟合结果表明，离子侵蚀前后水泥吸附Cs+均为单层化学吸附，离子侵蚀并未改变水泥吸附Cs+的机理.Abstract: As an important part of radioactive waste repository, cement plays an important role in the construction of the repository and the solidification of waste. Cement will be exposed to complex underground environment for a long time, SO42− and Cl- in the soil might damage the cement structure and endanger the main constructure of disposal repository. In order to investigate the effect of SO42− and Cl− erosion on cement, the ionic erosion behavior of cement and its adsorption feature for Cs+ were studied. The microstructure and physicochemical properties of cement before and after ion erosion were investigated by XRF、FT-IR、SEM、BET characterization methods. The results showed that SO42− and Cl− ions reacted with hydration products to form ettringite, Friedel salt and other expansion products, and the specific surface area and porosity of cement increased after ion erosion. With the increase of ion erosion strength and degree the deposition of erosion products in the pore of particle decreases the pore volume and specific surface area of cement particle. The results of adsorption experiments show that the adsorption capacity of cement for Cs+ increases with the increase of erosion degree. Kinetic and isothermal model fitting results show that the adsorption of Cs+ by cement before and after ion erosion is a single layer chemisorption, and ion erosion does not change the adsorption mechanism of cement for Cs+.
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Key words:
- cement /
- ion erosion /
- adsorption /
- Cs+.
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图 1 （a）、（b）分别为SO42−、Cl−侵蚀水泥的FT-IR图谱
Figure 1. （a） and （b） are FT-IR pattern of SO42− or Cl− eroded cement, respectively
图 4 SO42−侵蚀水泥的吸附-脱附及孔径分布曲线
Figure 4. Adsorption-desorption and pore size distribution curve of SO42− eroded cement
图 5 Cl−侵蚀水泥的吸附-脱附及孔径分布曲线
Figure 5. Adsorption-desorption and pore size distribution curve of Cl− eroded cement
图 6 （a）、（b）分别为时间对SO42−、Cl−侵蚀水泥吸附Cs+的影响
Figure 6. （a） and （b） are the influence of time on the adsorption of Cs+ by SO42− and Cl− eroded cement, respectively
图 7 （a） 、（b）SO42−侵蚀水泥吸附Cs+的动力学模型拟合曲线， （c）、（d）Cl−侵蚀水泥吸附Cs+的动力学模型拟合曲线
Figure 7. （a） and （b） are fitting curve of dynamic model of adsorption of Cs+ by SO42− eroded cement, respectively， （c） and （d） are fitting curve of dynamic model of adsorption of Cs+ by Cl− eroded cement, respectively
图 8 （a）、（b）分别为水泥吸附Cs+的等温模型拟合曲线，（c）、（d）分别为SO42−侵蚀水泥吸附Cs+的等温模型拟合曲线，（e）、（f）分别为Cl−侵蚀水泥吸附Cs+的等温模型拟合曲线
Figure 8. （a） and （b） are isothermal model fitting curve of cement adsorption Cs+, respectively， （c） and （d） are isothermal model fitting curve of SO42− eroded cement adsorption Cs+, respectively ，（e） and （f） are isothermal model fitting curve of Cl− eroded cement adsorption Cs+, respectively
表 1 实验所使用仪器
Table 1. Instruments used in the experiment
仪器名称
Instrument name型号
Model number生产厂家
Manufacturer数控水泥净浆搅拌器 NJ-160 河北世纪航凯仪器设备有限公司 矿石高速粉碎机 500G 鹤壁市万邦仪表科技有限公司 电子分析天平 ME204/02 梅特勒-托利多仪器（上海）有限公司 纯水机 UPT-Ⅱ-10-T 四川优普超纯科技有限公司 X射线荧光光谱仪 Axios 荷兰帕纳科公司 傅里叶变换红外光谱仪 Spectrum One 美国PE仪器公司 场发射扫描电子显微镜 Ultra 55 德国蔡司仪器公司 比表面积和孔径分析仪 BSD-PS2 深圳市科晶智达科技有限公司 台式真彩触摸屏摇床 ZWYR-240 上海智城分析仪器制造有限公司 电感耦合等离子体质谱仪 Agilent 7700x 安捷伦科技（中国）有限公司 
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表 2 SO42−、Cl−侵蚀前后水泥的主要化学成分（%）
Table 2. The main chemical composition of cement before and after SO42− and Cl− erosion
样 品
SampleCaO SiO2 Al2O3 SO3 Fe2O3 MgO Na2O K2O Cl 水泥净浆 62.82 22.60 4.85 3.58 3.45 1.10 0.17 0.64 0.04 1% SO42− 59.07 21.27 4.89 9.08 3.30 0.96 0.61 0.16 0.05 3% SO42− 56.31 22.83 5.06 10.31 3.15 1.13 0.46 0.16 0.05 5% SO42− 54.68 23.28 5.05 11.31 3.10 1.15 0.66 0.15 0.04 10% SO42− 54.30 21.34 4.75 13.59 2.96 0.99 1.41 0.14 0.03 15% SO42− 52.10 21.96 4.87 13.81 2.93 1.09 2.62 0.13 0.04 1% Cl− 61.14 22.99 5.17 3.78 3.44 1.14 0.65 0.16 0.97 3% Cl− 56.44 24.50 5.19 3.37 3.23 1.27 2.07 0.18 2.47 5% Cl− 55.54 24.49 5.17 3.26 3.22 1.25 1.89 0.15 2.51 10% Cl− 55.17 23.79 5.20 3.47 3.15 1.18 2.74 0.15 2.97 15% Cl− 54.35 24.84 5.22 3.66 3.17 1.23 2.13 0.14 3.03
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表 3 SO42−、Cl−侵蚀前后水泥的比表面积和孔体积
Table 3. Specific surface area of cement before and after SO42−, and Cl− eroded, respectively
样品名称
Sample name比表面积/（m2·g−1）
Specific surface area孔体积/（cm3·g−1）
Pore volume水泥净浆 10.687 0.050 1%SO42−侵蚀水泥 12.234 0.062 3%SO42−侵蚀水泥 18.157 0.088 5%SO42−侵蚀水泥 20.432 0.104 10%SO42−侵蚀水泥 19.677 0.099 15%SO42−侵蚀水泥 18.229 0.093 1%Cl−侵蚀水泥 15.067 0.072 3%Cl−侵蚀水泥 19.204 0.097 5%Cl−侵蚀水泥 21.784 0.111 10%Cl−侵蚀水泥 21.499 0.109 15%Cl−侵蚀水泥 19.604 0.099
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表 4 SO42−、Cl−侵蚀水泥吸附Cs+的动力学模型参数
Table 4. Kinetic model parameters of adsorption of Cs+ by SO42−and Cl− eroded cement，respectively
样品名称
Sample name准一级动力学模型
Quasi-first-order kinetic model准二级动力学模型
Quasi-second-order kinetic modelQe（cal） /（μg·g−1） Qe（exp）/（μg·g−1） k1/h−1 R2 Qe（cal） /（μg·g−1） Qe（exp）/（μg·g-1） k2/（g·μg−1·h−1） R2 1%SO42− 8.22 38.38 0.148 0.369 38.58 38.38 0.056 0.999 3%SO42− 15.90 56.14 0.188 0.881 57.31 56.14 0.035 0.999 5%SO42− 29.08 63.17 0.212 0.973 64.81 63.17 0.019 0.999 10%SO42− 12.81 57.31 0.139 0.389 58.93 57.31 0.038 0.999 15%SO42− 23.31 56.87 0.219 0.963 57.84 56.87 0.024 0.997 1%Cl− 10.52 53.01 0.243 0.734 53.99 53.01 0.050 0.999 3%Cl− 5.21 54.48 0.181 0.427 55.09 54.48 0.099 0.999 5%Cl− 23.55 82.29 0.262 0.722 84.03 82.29 0.024 0.999 10%Cl− 27.71 78.57 0.269 0.572 80.91 78.57 0.016 0.997 15%Cl− 9.05 58.58 0.239 0.901 59.10 58.58 0.084 0.999
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表 5 SO42−、Cl−侵蚀水泥吸附Cs+的等温模型参数
Table 5. Isothermal model parameters of adsorption of Cs+by SO42−、Cl− eroded cement
样品名称
Sample nameLangmuir吸附等温模型
Langmuir adsorption isothermal modelFreundlich吸附等温模型
Freundlich adsorption isotherm modelQm/（μg·g−1） KL/（L·μg−1） R2 KF/（μg1-n·Ln·g−1） n R2 水泥净浆 36.35 0.003 0.994 2.966 1.123 0.987 1%SO42− 75.52 0.003 0.980 2.255 2.239 0.967 3%SO42− 98.04 0.003 0.963 2.138 1.988 0.863 5%SO42− 97.28 0.045 0.992 1.562 2.243 0.878 10%SO42− 86.51 0.004 0.979 2.878 2.204 0.852 15%SO42− 101.11 0.003 0.974 2.306 2.009 0.887 1%Cl− 88.57 0.004 0.984 3.091 2.269 0.909 3%Cl− 104.60 0.003 0.987 3.351 2.217 0.950 5%Cl− 116.28 0.006 0.986 5.513 2.377 0.794 10%Cl− 108.34 0.005 0.982 4.697 2.322 0.776 15%Cl− 108.11 0.003 0.982 3.476 2.211 0.921
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[1] 荣健, 刘展. 先进核能技术发展与展望[J]. 原子能科学技术, 2020, 54(9): 1638-1643. doi: 10.7538/yzk.2020.youxian.0348 RONG J, LIU Z. Development and prospect of advanced nuclear energy technology[J]. Atomic Energy Science and Technology, 2020, 54(9): 1638-1643 (in Chinese). doi: 10.7538/yzk.2020.youxian.0348
[2] 白宇. 加大核电发展力度 推广核能供暖综合利用[J]. 中国电力报, 中国电力报, 2023,3(7): 1. BAI Y. Strengthen the development of nuclear power and Promote the comprehensive utilization of nuclear heating [J]. China Electric Power News, China Electric Power News, 2023,3(7): 1(in Chinese).
[3] 高彦锋, 石西森, 吕钢. 我国核电放射性废物及其处置现状分析[J]. 中国核电, 2020, 13(6): 774-778. GAO Y F, SHI X S, LV G, et al. Analysis on the current situation of radioactive waste disposal of nuclear power plant in China[J]. China Nuclear Power, 2020, 13(6): 774-778 (in Chinese).
[4] BURGER A, LICHTSCHEIDL I. Stable and radioactive cesium: A review about distribution in the environment, uptake and translocation in plants, plant reactions and plants' potential for bioremediation[J]. The Science of the Total Environment, 2018, 618: 1459-1485. [5] BURGER A, LICHTSCHEIDL I. Strontium in the environment: Review about reactions of plants towards stable and radioactive strontium isotopes[J]. The Science of the Total Environment, 2019, 653: 1458-1512. doi: 10.1016/j.scitotenv.2018.10.312 [6] RUMP A, EDER S, HERMANN C, et al. Estimation of radiation-induced health hazards from a “dirty bomb” attack with radiocesium under different assault and rescue conditions[J]. Military Medical Research, 2021, 8(1): 65. doi: 10.1186/s40779-021-00349-w [7] XU D, ZUO R, HAN, et al. Sorption of Sr in granite under typical colloidal action[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2020, 233: 103659. doi: 10.1016/j.jconhyd.2020.103659 [8] TELFEYAN K, REIMUS P W, BOUKHALFA H, et al. Aging effects on Cesium-137 (137Cs) sorption and transport in association with clay colloids[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2020, 566: 316-326. doi: 10.1016/j.jcis.2020.01.033 [9] 张高展. 侵蚀性离子作用下矿渣-水泥复合浆体C-S-H微结构形成与演变机理[D]. 武汉: 武汉理工大学, 2016. ZHANG G Z. The microstructure formation and evolution mechanism of C-S-H gel in Portland cement pastes with granulated blast furnace slag under the attack of corrosive ions[D]. Wuhan: Wuhan University of Technology, 2016 (in Chinese).
[10] HONG Z J, ZUO J P, LIU C, et al. Hydration and microstructure of nano-clay cement material in ion erosion solution[J]. Materials Letters, 2019, 252: 27-30. doi: 10.1016/j.matlet.2019.05.085 [11] ZUNINO F, BOEHM-COURJAULT E, SCRIVENER K, et al. The impact of calcite impurities in clays containing kaolinite on their reactivity in cement after calcination[J]. Materials and Structures, 2020, 53(2): 44. doi: 10.1617/s11527-020-01478-9 [12] LANDRY C, TREMBLAY L. Compositional differences between size classes of dissolved organic matter from freshwater and seawater revealed by an HPLC-FTIR system[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(3): 1700-1707. [13] 李永强, 巴明芳, 柳俊哲, 等. 干湿循环作用下水泥基复合材料抗氯离子侵蚀性能及其微观结构变化[J]. 复合材料学报, 2017, 34(12): 2856-2865. LI Y Q, BA M F, LIU J Z, et al. Resistance to chloride erosion of cement matrix composite materials under dry-wet cycling and their micro-structural changes[J]. Acta Materiae Compositae Sinica, 2017, 34(12): 2856-2865 (in Chinese).
[14] WAMBA A G N, LIMA E C, NDI S K, et al. Synthesis of grafted natural pozzolan with 3-aminopropyltriethoxysilane: Preparation, characterization, and application for removal of Brilliant Green 1 and Reactive Black 5 from aqueous solutions[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(27): 21807-21820. doi: 10.1007/s11356-017-9825-4 [15] 徐天宇, 周志军, 李博, 等. 盐碱区桥梁墩柱混凝土表层离子扩散规律研究[J]. 铁道科学与工程学报, 2024: 1–13. XU T Y, ZHOU Z J, LI B, et al. Study on ion diffusion law of concrete Surface layer of bridge pier column in Saline-alkali region [J]. Journal of Railway Science and Engineering,2024 : 1-13 (in Chinese).
[16] 吴福飞,侍克斌,董双快,等.硫酸盐镁盐复合侵蚀后混凝土的微观形貌特征[J].农业工程学报, 2015, 31(9):7. FUFEI W, KEBIN S, SHUANGKUAI D, et al. Microstructure characteristics of concrete after erosion of magnesium salts and sulfates[J]. Chinese Society of Agricultural Engineering , 2015, 31(9):7(in Chinese).
[17] 王展飞, 朱静. Cl− 浓度对MgSO4溶液侵蚀混凝土的损伤影响[J]. 江苏建材, 2024(1): 23-25. WANG Z F, ZHU J. The effect of Cl− concentration on the damage of MgSO4 solution erosion concrete[J]. Jiangsu Building Materials, 2024(1): 23-25 (in Chinese).
[18] CHEN Z, WU L Y, BINDIGANAVILE V, et al. Coupled models to describe the combined diffusion-reaction behaviour of chloride and sulphate ions in cement-based systems[J]. Construction and Building Materials, 2020, 243: 118232. doi: 10.1016/j.conbuildmat.2020.118232 [19] A C L Z , A W K C , C S M , et al. Numerical investigation of external sulfate attack and its effect on chloride binding and diffusion in concrete[J]. Construction and Building Materials, 2021,285: 122806. [20] CAO Y Z, GUO L P, CHEN B, et al. Influence of sulfate on the chloride diffusion mechanism in mortar[J]. Construction and Building Materials, 2019, 197: 398-405. doi: 10.1016/j.conbuildmat.2018.11.238 [21] FAGERLUND G. Determination of specific surface by the BET method[J]. Matériaux et Construction, 1973, 6(3): 239-245. [22] CHEN Y, LIU P, YU Z W, et al. Study on degradation of macro performances and micro structure of concrete attacked by sulfate under artificial simulated environment[J]. Construction and Building Materials, 2020, 260: 119951. doi: 10.1016/j.conbuildmat.2020.119951 [23] 袁奎. 氯盐-硫酸盐侵蚀下氯离子在混凝土中的扩散规律研究[D]. 沈阳: 沈阳工业大学, 2023. YUAN K. Study on the diffusion pattern of chloride ions in coagulation under chloride salt-sulfate erosion[D]. Shenyang: Shenyang University of Technology, 2023 (in Chinese).
[24] ZHU J P, KUO Y, GUAN X M, et al. Microstructure of cementitious materials under the coupling effects of Cl− and Mg2+ in a marine tidal environment[J]. SSRN Electronic Journal, 2023, 376: 131003. [25] KASHYAP K, KHAN F, VERMA D K, et al. Effective removal of uranium from aqueous solution by using cerium oxide nanoparticles derived from Citrus limon peel extract[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2023, 332(7): 2435-2445. doi: 10.1007/s10967-021-08138-4 [26] KANG S, LEE J, PARK S M, et al. Adsorption characteristics of cesium onto calcium-silicate-hydrate in concrete powder and block[J]. Chemosphere, 2020, 259: 127494. doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.127494 [27] YANG G, WANG Y, YANG X, et al. Study of the Cs-137 adsorption performance of ion-eroded cement[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2022,331:3773-3784. [28] YANG G, WANG Y H, YANG X Y, et al. Preparation of C30 concrete and its adsorption performance for Cs(I)[J]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, 2022, 331(5): 2135-2145. doi: 10.1007/s10967-022-08273-6 -
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