计算机模拟研究钚(Ⅳ)的人体毒性

引入Ca2+、Fe3+、Zn2+、Mn2+等金属离子和氨基酸、柠檬酸、乳酸等小分子配体建立了Pu4+在人体血浆、胃液、组织液、细胞液等主要体液中的金属离子-小分子配体热力学平衡模型.利用该模型研究了正常生理条件下Pu(Ⅳ)在各体液中的存在形态以及pH值和[Pu]改变对Pu(Ⅳ)形态的影响.结果表明,血浆中的低浓度Pu(Ⅳ)易以Pu(OH)4(aq)的形态蓄积在肝脏中,钚浓度升高则形成沉淀难以排出;胃液中的Pu(Ⅳ)可大量进入血液中,但胃液pH值升高可实现钚的促排;组织液中钚会沉积在骨骼无机表面;高浓度Pu(Ⅳ)对大多数细胞有极高毒性;随着尿液的pH值增大,沉积的Pu(OH)4(s)会对肾脏造成损伤;胰液中的Pu(Ⅳ)的形态随着pH值改变而发生显著变化,而胆汁中高钚含量的Pu(Ⅳ)易滞留在肝脏内;在正常汗液pH值波动范围内,Pu(Ⅳ)易进入人体,从而对钚操作人员的健康产生危害.     

Pu在地下水溶液中的形态及吸附行为

以GMZ膨润土为吸附介质,纯水和阿拉善某地下水为溶液,研究了Pu在GMZ膨润土中的吸附平衡时间关系、Pu初始浓度与吸附量的关系、不同浓度pH值对Pu的吸附影响.用PHREEQC软件模拟计算了水溶液中Pu的形态.研究表明,实验条件下GMZ膨润土对Pu的吸附平衡时间为20 h,中性环境中吸附效果大于酸性环境中的吸附效果,纯水溶液中的吸附效果大于阿拉善某地下水溶液中的吸附效果,通过模拟形态分析,溶液中的形态对吸附效果产生一定影响,在酸性溶液中主要是Pu~(3+),中性溶液中主要是Pu(OH)~(+3),碱性溶液中主要是Pu(OH)_4.     

239Pu在西南某地板岩与土壤中的吸附行为

以西南某极低放废物处置库预选场址地质环境中板岩与土壤为吸附介质,通过吸附实验和解吸实验,研究了不同介质粒径、环境温度(10℃—50℃)、水相pH(4—12)对239Pu核素在板岩与土壤介质中吸附行为的影响特征.吸附实验表明,水相环境中板岩和土壤介质对239Pu核素的吸附过程在10 d左右达到平衡,并且其吸附分配比随着介质粒径的减小而增大,随着水相pH值的增大而增大,但温度对其吸附的影响不明显.解吸实验表明板岩和土壤介质对239Pu核素的吸附是可逆的.     

钙基膨润土和钠基膨润土对Pu的吸附行为

通过静态吸附实验,探讨了在不同条件下,钙基膨润土和钠基膨润土对239Pu的吸附行为.结果表明,钙基膨润土对钚的吸附能力强于钠基膨润土;固液比的增大有助于膨润土对钚的吸附,但达到一定值后对吸附不再产生影响;两种膨润土的吸附能力均随着水相pH的增大而增强,但随着CO2-3和Fe3+离子浓度的增大而减弱;此外,两种膨润土对Pu的吸附行为均可用Freundlich等温式表示.     

238U、239Pu在板岩和土壤中迁移速度的实验模拟

以西南某低放废物处置库地质环境中板岩和土壤介质为研究对象,开展了238U和239Pu核素在这两种地质介质中的动态迁移实验研究,通过氚穿透实验(地下水流速=1 mL.min-1、实验柱连续淋洗时间=180 d)得到氚在板岩中的弥散系数DL为0.027 cm2.min-1,弥散度αL为0.324 cm,在土壤中的弥散系数DL为0.064 cm.2min-1,弥散度αL为0.895 cm.通过淋滤实验(地下水流速=0.1 mL.h-1、实验柱连续淋洗时间=350 min),得到了238U在板岩和土壤介质中的迁移速度分别为6.1—8.1 cm.a-1和7.3—8.5 cm.a-1,239Pu在板岩和土壤介质中的迁移速度分别为4.1—6.1 cm.a-1和3.7—4.9 cm.a-1.     

凹凸棒土负载铁盐吸附剂的制备及其对As(Ⅴ)的吸附性能

研究凹凸棒土负载铁盐吸附剂的制备及其对As(Ⅴ)的吸附性能.考察了pH、凹凸棒土热改性温度、粒度、铁盐浓度等因素对吸附As(Ⅴ)性能的影响.结果表明,热改性温度为600℃的凹凸棒土负载铁盐吸附剂吸附As(Ⅴ)效果比200℃和400℃都好,其对As(Ⅴ)的吸附行为符合Freundlich模型.当pH值6.0时,600℃热改性200—400目的凹凸棒土负载0.5 mol·L-1Fe(NO3)3吸附剂的最大吸附量为1.1669 mg·g-1,重复使用时性能稳定,具有处理含As(Ⅴ)废水的应用前景.     

湖南桃江锰矿对溶液中As(Ⅴ)和As(Ⅲ)的去除及迁移行为对比

锰氧化物对砷的去除有着环境和地球化学现实意义,本文通过批实验和柱实验研究湖南桃江锰矿对溶液中As(Ⅴ/Ⅲ)的去除行为差异和迁移行为.Langmuir吸附等温线结果表明,锰矿对As(V)和As(Ⅲ)的理论最大吸附量分别为1.32 mg·g~(-1)和0.30 mg·g~(-1).As(Ⅴ/Ⅲ)在锰矿表面的动力学符合拟二阶动力学模型,表明锰矿吸附As(Ⅴ/Ⅲ)均属于化学吸附,受化学反应速率控制;反应吸附速率常数K_(2[As(Ⅴ)])K_(2[As(Ⅲ)]),表明锰矿对As(Ⅴ)的吸附速率更快.锰矿在氧化As(Ⅲ)时,溶液中As(Ⅲ)减少速率与溶液中Mn浓度变化非常一致,表明砷的氧化行为与锰矿相关.CDE和Thomas吸附模型拟合As(Ⅴ)和As(Ⅲ)的迁移行为表明,Mn~(2+)、Al~(3+)、PO■和SiO■均会降低锰矿的最大吸附量和滞留因子,其中Al~(3+)对As(Ⅲ)的吸附具有较强的拮抗作用,最大吸附量下降至0.002 mg·g~(-1),对As(Ⅴ)的拮抗作用相对较弱,而PO■和SiO■对As(Ⅴ/Ⅲ)在柱实验中的拮抗作用相近.研究为就地处理湖南地表和地下水砷污染提供了新的处理矿物.     

铜对硒(Ⅳ)在高庙子膨润土中吸附行为的影响

硒-79是高放废物(HLW)地质处置库安全评价中重点关注的放射性核素之一.在多重屏障体系中,高放废物外包装起到隔离放射性废物和地下水的作用.已有国家把铜作为废物包装容器的备选材料,如瑞典、芬兰等,而我国还未确定废物包装容器材料.因此,研究不同价态的铜与硒(Ⅳ)的相互作用可为我国废物包装容器材料选取提供支持.本文使用批式吸附实验法探究了不同价态的铜对硒(Ⅳ)在高庙子膨润土上吸附的影响,结果表明,在碱性条件下硒(Ⅳ)在膨润土上的吸附百分比小于20%,而引入CuCl_2后,硒的吸附百分比可达100%.进一步研究发现,硒在铜(Ⅱ)的水解产物氯铜矿上有很强的吸附.膨润土可与氯铜矿发生相互作用,减弱硒(Ⅳ)在氯铜矿上的吸附,在c(Se)=10~(-4) mol·L~(-1),pH=6时,引入膨润土后硒的吸附百分比从97%降至70%.在酸性条件下低价态铜,如CuCl、Cu和Cu_2O等可将硒(Ⅳ)还原到低价态(0,-I,-II),使得硒的吸附百分比从8%提高到90%以上,促进了硒的吸附.在含CuCl、Cu和Cu_2O的3种体系中,硒在含CuCl的体系有最快的吸附速率.     

复合铁铝氢氧化物对As(Ⅴ)的吸附作用

从吸附剂的组成、结构、表面性质、溶液的酸度及砷的存在形式等方面探讨了复合铁铝氢氧化物(Fe5Al2(OH)21.nH2O)对溶液中As(Ⅴ)的吸附.结果表明,该吸附剂具有微晶体的结构特征,孔径小,比表面积大,等电位点pH值为8.3;在pH为4-8的溶液中,对As(Ⅴ)的吸附能力很强,饱和吸附容量Qm分别为:0.7901(pH5),0.5981(pH7)和0.3033 (pH9)mol·kg-1, 常见共存离子不影响砷的吸附.Langmiur方程能很好地描述实验的吸附等温线.吸附态 As(Ⅴ)的解吸量随解吸剂pH值的升高而增大.     

利用标准回归方程建立分析因子氢化物发生-原子荧光光谱法直接测定As(Ⅲ)和As(Ⅴ)

根据As(Ⅲ)和As(Ⅴ)在HG-AFS仪器上的响应差别,利用As(Ⅲ),As(Ⅴ)标准回归方程建立的分析因子,通过测定溶液中预还原前的荧光强度和预还原后的砷量,建立了一种高灵敏度、干扰少、快速、操作简便的HG-AFS法直接测定As(Ⅲ)和As( Ⅴ)的分析方法.对影响分析因子的各种仪器条件和共存离子干扰进行了试验,考察了样品中不同浓度As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的测定精密度.方法的检出限As(Ⅲ)为0.050ng·ml-1,As( Ⅴ)为0.087ng·ml-1,相对误差为0.31%-19.2%,相对标准偏差为1.18%-20.96%.方法对水中As( Ⅲ)和As( V)的测定相对标准偏差为7.55%-24.97%,回收率为89.5%-110.2%,对土壤中酸提取和磷酸盐交换性As( Ⅲ )和As( Ⅴ)的回收率为91.2%-104.8%.