司明強 張晶晶 任金秋 陸春海

1（成都理工大學四川省地學核技術(shù)重點實驗室 成都610059）

2（成都理工大學國家環(huán)境保護水土污染協(xié)同控制與聯(lián)合修復重點實驗室 成都610059）

現(xiàn)有核設施的運行過程中產(chǎn)生了大量的放射性廢物，給最終退役工作帶來了極大的挑戰(zhàn)和困難［1］。退役中放射性污染物大多為表面污染，而不同材料的放射性污染物滲入程度也不同，一般為十幾微米到幾十微米之間。為了降低后續(xù)退役和處置的難度，需要對放射性污染物進行全部或部分去除的去污處理，以避免大量的財力和物力的浪費［2］。去污主要有物理去污和化學去污兩種，機械擦拭、高壓水清洗、噴丸處理、超聲清洗等都屬于物理去污，而泡沫去污、凝膠去污、電化學去污等屬于化學去污的范疇［3］。常規(guī)的去污方法都存在一定的缺點，如高壓水清洗會產(chǎn)生大量的二次廢物，凝膠去污的時間成本較高等。激光去污是一種新興的去污方法，其去污機理主要為高能下的光剝離，已經(jīng)成功應用于半導體表面微粒、金屬表面氧化物和放射性污染清洗等多領域［4-6］。

等離子體是現(xiàn)已確認的第4種物態(tài)，其特殊的物理與化學性質(zhì)與激光相似，但獲得成本遠低于激光［7］?，F(xiàn)有等離子體研究中，常常將其按照溫度劃分為高溫等離子體和低溫等離子體兩種。熱等離子體隸屬于低溫等離子體，其平均溫度在103～104K［8］。熱等離子體具有超高溫、能量密度高度集中、高效等優(yōu)點，可以提供傳統(tǒng)方法無法達到的作用條件。熱等離子體的典型應用有乙炔制備、固廢熔融和納米材料制備等［9-11］。其中，熔融法在放射性固體廢物處理中已經(jīng)得到廣泛應用，可將放射性污染風險將至最低，并滿足最終地質(zhì)處置要求的長期性和穩(wěn)定性［12］。目前，激光表面去污技術(shù)已日趨完善，而對低成本的熱等離子體去污研究尚未成熟。本文利用熱等離子體對石墨放射性模擬樣片的去污實驗，研究了其去污機理和規(guī)律，并進一步探討了濕法去污的優(yōu)越性。

1 實驗部分

1.1 實驗裝置及其他

本實驗為了實現(xiàn)石墨樣片表面的熱等離子體去污，搭建了去污實驗裝置，如圖1所示。圖1中OTS-550空氣壓縮機（臺州奧突斯工貿(mào)），提供0.4 MPa壓力；CT-618三用機（上海瑞凌電器），為等離子體產(chǎn)生提供能量；溫州40割槍，采用PT31電極進行去污；電源正極所接鋼板；沾污石墨樣片（北京晶龍?zhí)靥迹?，其尺寸?100 mm×50 mm×5 mm，密度為1.81 g·cm-3，平均孔徑大小為20 μm。

實驗所用其它設備包括600 W超聲清洗機（浙江博凡動力）、高溫鼓風干燥箱（上海一恒儀器）、XMET 7500手持式X射線熒光儀（英國牛津儀器）。

圖1 實驗裝置示意圖Fig.1 Experimental set up

1.2 實驗方法

將石墨樣片進行預處理，包括打磨、超聲清洗和烘烤三部分。對樣片表面進行打磨后，置于去離子水中進行超聲清洗15 min，烘烤數(shù)小時得到初始樣片。通過將一定量鎘廢液滴加于樣片表面和將樣片置于鎘廢液中浸泡一定時長兩種方式，經(jīng)反復高溫烘烤得到兩種不同的模擬放射性沾污實驗樣片。

將實驗樣片置于電源正極所接鋼板之上，利用接觸引弧的方式產(chǎn)生熱等離子體，對實驗樣片表面進行去污研究。在同一石墨樣片上，選取5個不同點位進行去污前后的熒光分析，以保證測量結(jié)果的可靠性。在不同的沾污方式、電流和去污時間下，研究其改變量對去污率和剝離厚度的影響。

樣片的去污率計算由式（1）表示：

式中：C0表示樣片去污前的計數(shù)；C1表示樣片去污后的計數(shù)。

樣片的剝離厚度計算由式（2）表示：式中：m0表示樣片去污前的質(zhì)量，g；m1表示去污后的質(zhì)量，g；ρ表示樣片的密度，g·cm-3；s表示樣片的表面積，cm2。

2 結(jié)果與討論

2.1 干法去污

干法去污為熱等離子體直接對石墨樣片進行去污處理，表面污染微?；蚴w吸收能量后產(chǎn)生熱膨脹，其中微粒主要通過熱擴散、分解、氣化等方式脫離石墨表面，同時石墨基材由于熱膨脹作用會導致表層的剝離［13］。

去污前后的樣片形貌如圖2所示，（a）為未沾污樣片形貌圖，經(jīng)預處理后其表面較為光滑且無雜質(zhì)附著；（b）為預處理后樣片的局部放大圖，可以看出其表面存在較多的孔隙和裂紋；（c）為樣片沾污后形貌圖，其表面及基材內(nèi)部均被不同程度污染；（d）為樣片去污后形貌圖，鐘罩型等離子體弧作用在樣片產(chǎn)生剝離，留下了明顯的長條狀去污痕跡。

圖2 樣片去污形貌圖(a)樣片形貌，(b)樣片局部放大，(c)沾污后形貌，(d)去污后形貌Fig.2 Sample decontamination topography(a)Initial Sample,(b)Surface morphology,(c)Contamination,(d)Decontamination

2.1.1 滴加式去污

滴加式去污樣片制備完成后，各樣片上污染物的重量如表1所示。

表1 滴加式樣片沾污重量Table 1 Drop-on sample contamination weight

模擬放射性石墨樣片的沾污物質(zhì)大多留存在其表面的孔隙和裂紋中，表1中電流為60 A時的樣片上污染物質(zhì)的重量明顯偏小，以此可得60 A處理樣片的表面孔隙和裂紋較少。

在不同的電流強度和去污時間下，對滴加式樣片進行去污處理，去污率結(jié)果示于圖3。由圖3所知，石墨表面去污率隨輸出電流和去污時間的增大而增大。在輸出電流大于40 A后，去污率與去污時間基本呈線性關(guān)系。當輸出電流為60 A時，去污效果最為明顯，最高可達到92%。

圖3 滴加式樣片去污率Fig.3 Decontamination efficiency drop-on sample under different current

熱等離子體對石墨樣片表面進行了一定程度的剝離，其結(jié)果示于圖4。輸出電流為50 A時，石墨樣片表面的剝離程度最大，最大剝離厚度達到57 μm。輸出電流60 A時具有最佳的去污率，其剝離厚度小于50 A，其原因在于表面孔隙和裂紋會加速熱等離子體的剝離作用，而60 A處理樣片的表面孔隙和裂紋較少。因此，可在較小的剝離厚度下便可得到較大的去污率。

圖4 滴加式剝離厚度Fig.4 Peeling thickness of drop-on sample under different current

2.1.2 浸泡式去污

浸泡式去污樣片制備完成后，各樣片上污染物的重量如表2所示。由表2可以看出，浸泡式樣片制備完成后其沾污重量差別較小，在相同浸泡時間下能夠得到更為一致的初始樣片。

表2 浸泡式樣片沾污重量Table 2 Soaking sample contamination weight

浸泡式樣片去污處理過程與滴加式相同，其去污率變化示于圖5。相比于滴加式樣片去污，浸泡式樣片去污率有著明顯下降，輸出電流為60 A時最大去污率僅為65%。

圖5 浸泡式樣片去污率Fig.5 Decontamination efficiency of Soaking sample under different current

浸泡式去污石墨樣片的剝離厚度示于圖6。由圖6可知，剝離厚度隨著輸出電流和去污時間的增大而增大，輸出電流最大時其剝離厚度可達到117 μm。

圖6 浸泡式剝離厚度Fig.6 Peeling thickness of soaking sample under different current

綜合兩種不同沾污方式樣片去污結(jié)果，可得到去污率和剝離厚度與輸出電流和去污時間成正比關(guān)系這一基本結(jié)論。滴加式樣片在相同實驗條件下，比浸泡式樣片具有更高的去污率和更小的剝離厚度。

2.2 濕法去污

濕法去污在石墨樣片表面上噴覆一層無污染的液膜，液體介質(zhì)在熱等離子體高能量的作用下發(fā)生劇烈的汽化過程，將污染物質(zhì)從石墨表面推離［14］。相對于干法去污而言，濕法去污在熱膨脹剝離的基礎上增加了汽化的推離作用，對表面污染物質(zhì)的去污更為有利。

由干法去污研究結(jié)果可知，當輸出電流越大時，其去污規(guī)律更為明顯。因此，濕法去污研究分別選取最小電流30 A和最大電流60 A的條件，并在石墨樣片上噴覆幾個微米厚的去離子水膜，其去污率如圖7所示。在輸出電流一定的條件下，隨著去污時間的增加，濕法去污比干法去污具有更高的去污率。

圖7 浸泡式濕法去污Fig.7 Wet decontamination efficiency of soaking sample under different current

3 結(jié)語

采用熱等離子體對重金屬鎘污染的石墨樣片進行了去污處理，研究了不同條件下的去污率和剝離厚度，得到了以下結(jié)論：

1）干法去污的去污率和剝離厚度都隨著輸出電流和去污時間的增大而增大，其中浸泡式樣片由于具有更高的沾污程度，其去污率小于同等條件下的滴加式樣片，且剝離厚度更大。

2）濕法去污在干法去污的基礎上，增加了水膜劇烈汽化產(chǎn)生的推離作用，在同等條件下大大提高了熱等離子體的去污能力。