某铀矿尾矿堆场受污染地下水的渗透反应墙修复初探

第25卷　第3期2006年8月铀　矿　冶

U RAN IUM M IN IN G AND M ETALL U R GY Vol 125　No 13Aug 12006

收稿日期:20060226

作者简介:徐乐昌(1964—

),男,湖南省平江县人,博士,研究员级高级工程师,从事辐射防护与环境保护研究。某铀矿尾矿堆场受污染地下水的

渗透反应墙修复初探

徐乐昌1,周星火2,詹旺生3,尚　歆1,刘畅荣2,张　纯2

(1.核工业北京化工冶金研究院,北京101149;2.南华大学建筑工程与资源环境学院,湖南衡阳421001;3.中国核工业集团公司云南矿冶局,云南昆明650034)

摘要:渗透反应墙是一种原地修复受污染地下水的新型技术,具有发展前景。在某矿铀尾矿堆场退役治理过程中采用了该技术进行受污地下水的工程应用。综述了该尾矿堆场污染地下水渗透反应墙的修复机理、设计施工及实际应用效果。在尾矿堆场下游末端安装渗透反应墙后,尾矿渗出水的p H 由2171上升至6185,ρ(U )由12121mg/L 降至01003mg/L ;在受纳尾矿堆场渗漏水受纳河的入口下游50m 处,河水p H 由渗透反应墙安装前的3165上升到安装后的7150,ρ(U )由渗透反应墙安装前的0146mg/L 下降到安装后的01001mg/L 。关键词:地下水污染;渗透反应墙;修复

中图分类号:X 523　文献标识码:A 文章编号:10008063(2006)03015305

前言

地下水污染修复可以分为两大类———主动式

修复与被动式修复。被动式修复技术是利用天然能量(如势能、生物能、光合作用、化学能)而很少需人工维护的修复技术,是一种低费有效的技术,主要包括渗透反应墙、监控下的自然净化及一系列重力流地球化学反应器。

近20年来,为满足可持续发展对地下水资源的要求,世界各国尤其是发达国家积极开展污染地下水修复技术研究。但是,迄今为止,不少场址的常规地下水修复方法(抽出2处理法)治理费用昂贵、治理时间较久且治理效果不明显,如对美国截止1994年已运行的77个场址地下水抽出2处理法的调查表明,只有8个达到了预定目标,在42处场址要达到当前的修复目标是极不可能的[1]。美国自1977年开始对新墨西哥HMC 2Crant s 铀尾矿库附近污染的地下水进行抽出2处理修复,预计要到2010年才能达到修复目标[2]。相反,近10年来,西方发达国家最先研究开发的渗透反应墙(PRB )治理方法具有有效而更便宜的优点。渗透反应墙是指在地下水污染羽的流向上安置渗透反应墙,利用墙体内的反应材料使污染

物净化,从而达到修复地下水的目的。加拿大Waterloo 大学的R.W.G illham 于1989年首先提出渗透反应墙治理地下水的概念并开展室内实验,1991年成功地进行了第一次野外试验,1995年首次投入运行,墙体尺寸为高4m 、厚113m 、长13m ,对四氯乙烯和氯仿的去除效率分别达到91%和95%[3],[4]35。此后,该方法得到推广应用。到目前为止,加拿大已有近60个场址采用该方法治理地下水。德国已有50多处采用渗透反应墙。美国更多,据调查,在已污染的5000个地下水系统中,已有500～1500个采用该法治理[4]33,[5]。据美国对24个退役铀尾矿库地下水修复的研究表明,每个场址的治理费用由抽出2处理法018～116亿美元降到渗透反应墙的0114～0124亿美元[6];采用渗透反应墙修复方法可使美国每年至少节省10亿美元[4]33。

本世纪初我国开始应用渗透反应墙技术,但大都处在实验研究阶段。根据我国退役的某矿尾矿堆场及其地下水特性,进行了渗透反应墙技术修复该尾矿堆场受污的地下水的初步探索,包括小型试验、现场设计、施工和运行,取得较好结果,为渗透反应墙技术在我国受污地下水修复的应用方面提供了一些有益的经验。

1　尾矿堆场特征

某矿为小型铀矿采冶联合企业,采用软锰矿与硫酸渗滤浸出、清液胺类萃取、碳酸胺反萃取结晶的水冶工艺流程,最终产品为三碳酸铀酰铵,于1994年2月关停退役。渗滤浸出设施由13个4 m×6m×112m的浸出池组成,池底有圆形泄渣孔。尾矿经泄渣孔由矿车拉至约100m远的尾矿堆场。尾矿堆场由主沟和副沟组成,主沟与副沟之间由一小山丘相隔,底部为弱渗透性粘土。主沟尾矿的堆存为不规则台阶状,而副沟尾矿则为大斜坡堆积。堆场占地面积2165万m2(主沟2109万m2、副沟0156万m2),裸露面积2177万m2(主沟2119万m2、副沟0158万m2)。

该尾矿为自然堆积的干尾矿,未经过任何中和处理,其堆积状况及放射性特征见表1。

表1　尾矿堆积状况及放射性特征

尾矿质量/ kt 尾矿平

均厚

度/m

占地

面积/

hm2

比活度/(Bq・g-1)

平均

天然铀

范围均值

226Ra

范围均值

232Th

范围均值

222Rn析出率/

(Bq・m-2・s-1)

范围均值

环境贯穿辐射剂

量率/(μGy・h-1)

范围均值

167 3.5 2.651770.4～50.210.1 4.9～26.115.00.053～0.2170.0860.9～38.510.6 1.3～12 5.43

渗滤浸出结束后,堆浸尾矿未采取任何中和处理措施,仍处于强酸、强氧化环境中。堆置在尾矿堆场中的尾矿在降雨渗入淋滤作用下,尾矿场的地下水呈强酸性,尾矿中残留的铀等放射性组分继续浸出并随地下水一起迁移,并以渗滤水的形式在尾矿堆场下游末端渗出,污染地表与地下水。表2给出了1995年4月至1996年3月期间逐月监测的尾矿堆场渗滤水的放射性特征。

表2　某矿堆浸尾矿渗滤水放射性特征

样品数

流量/(L・s-1)

范围均值

p H

范围均值

ρ(U)/(mg・L-1)

范围均值

226Ra活度浓度/(Bq・L-1)

范围均值

120.08～1.210.36 2.50～2.90 2.717.4～16.812.20.02～1.210.30

尾矿的流失和渗出水的排放使该尾矿堆场下的稻田和受纳河受到污染,其中受纳河水ρ(U)达0146mg/L、226Ra的活度浓度为0134Bq/L、p H 为3165,使之成为该矿较难的退役治理项目。

2　实验室研究

考虑到尾矿堆场地下水的酸性环境及石灰的廉价易得,本研究采用石灰墙被动式反应墙修复尾矿堆场地下水,为此,首先进行实验室研究以探索石灰墙修复的有效性。

211　实验方法

采用动态柱浸方法。试验用圆柱尺寸为直径160mm、高400mm。装填料为115kg的石灰,给料液为尾矿水。给料液按昼夜不断地从柱顶淋入,监测从柱底出水口渗出的渗出液流量、p H值和ρ(U)。212　实验结果

尾矿水的石灰中和ρ(U)分析结果见表3。试验时间为1996年7月至12月。

表3　尾矿水石灰中和渗出液中pH、流量

和ρ(U)分析结果

取样日期

累积流过

体积/L p H

ρ(U)/(mg・L-1) 07209- 2.68.40

072118.52>13.00.00

0721427.68>13.00.01

0721853.13>13.00.00

0722490.12>13.00.00

07231122.02>13.00.01

08212168.15>13.00.04

08219191.19>13.00.23

08226226.8911.50.14

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