蔣文波,高 柏*,沈 威,張海陽(yáng),王 娟,易 玲,楊 冰,連國(guó)璽

放射性核素釷污染土壤有機(jī)酸化學(xué)淋洗工藝

蔣文波1,高 柏1*,沈 威2,張海陽(yáng)1,王 娟1,易 玲1,楊 冰3,連國(guó)璽3

(1.東華理工大學(xué),核資源與環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)試驗(yàn)室,江西 南昌 330013；2.贛中南地質(zhì)礦產(chǎn)勘查研究院,江西 南昌 330029；3.中核第四研究設(shè)計(jì)工程有限公司,河北 石家莊 050021)

選用草酸、檸檬酸和酒石酸對(duì)不同粒徑典型放射性釷污染土壤進(jìn)行淋洗試驗(yàn),考察淋洗后淋洗液各指標(biāo)參數(shù)變化,以土壤可提取形態(tài)分析淋洗后流動(dòng)性和穩(wěn)定性的變化,結(jié)合淋洗動(dòng)力學(xué)和XRD手段來(lái)表征土壤修復(fù)機(jī)理及土壤晶相破壞程度.結(jié)果表明:草酸、檸檬酸和酒石酸振蕩淋洗最優(yōu)參數(shù)為0.5mol/L條件下振蕩8h,淋洗效果依次為:草酸>檸檬酸>酒石酸>蘋(píng)果酸>乙酸.達(dá)到修復(fù)目的前提下,淋洗后土壤整體晶相破壞程度較小,二氧化硅衍射峰明顯增強(qiáng),各土樣中殘?jiān)鼞B(tài)的占比提高19.39%～27.20%、0.63%～8.45%,流動(dòng)性降低6.81%～11.33%,穩(wěn)定性得到增強(qiáng),為放射性污染土壤化學(xué)淋洗修復(fù)提供參考.

釷；有機(jī)酸；化學(xué)淋洗；流動(dòng)性；穩(wěn)定性；土壤

核能作為當(dāng)今世界重要能源之一,其原料的開(kāi)采冶煉工業(yè)隨之飛速發(fā)展[1-3].原料資源的開(kāi)采在滿足我國(guó)核能和核技術(shù)利用的同時(shí),也產(chǎn)生大量含有238U、232Th、226Ra等天然放射性核素的廢石、尾礦、廢液等放射性廢物[4-6],由于尾礦處于露天環(huán)境中,放射性核素在風(fēng)化、雨水淋濾、地表徑流等作用下[7-8],擴(kuò)散到礦山周?chē)寥?、地表水和地下水?對(duì)環(huán)境和人類健康產(chǎn)生嚴(yán)重危害[9-10].土壤放射性核素污染及其防治研究是當(dāng)今環(huán)境科學(xué)研究中的熱點(diǎn)與難點(diǎn),其中鈾礦冶地域放射性污染土壤修復(fù)工作尤為重要.

放射性土壤修復(fù)技術(shù)分為物理、化學(xué)和生物3大類[11-12],3類修復(fù)技術(shù)各有其優(yōu)缺點(diǎn).化學(xué)修復(fù)技術(shù)包括土壤清洗去污、堆浸等[13-15],其中土壤淋洗技術(shù)操作靈活,可進(jìn)行原位修復(fù)和離場(chǎng)處理,具有修復(fù)效果穩(wěn)定、周期短,效率高等優(yōu)點(diǎn)[16].在土壤淋洗技術(shù)中,淋洗劑的選擇對(duì)淋洗效果起著至關(guān)重要的作用,一般分為無(wú)機(jī)淋洗劑、有機(jī)淋洗劑、螯合劑、氧化劑以及表面活性劑5大類[17-18].針對(duì)放射性核素鈾,沈威等[19]采用振蕩淋洗,草酸、硝酸對(duì)污染土壤中的鈾去除率可達(dá)60%;對(duì)于重金屬,可欣等[20]采用了土柱淋洗法,經(jīng)酒石酸5次加樣淋洗Cd、Zn等均達(dá)到修復(fù)目的;Qiu等[21]研究表明草酸能有效去除重金屬污染土壤中的陰離子金屬.前人對(duì)淋洗技術(shù)的研究大多集中在單一淋洗劑的篩選比較和淋洗條件的探索上,而對(duì)復(fù)合淋洗以及淋洗廢液的二次利用的研究甚少,在專門(mén)針對(duì)釷賦存形態(tài)、釷的流動(dòng)性和穩(wěn)定性對(duì)淋洗影響方面缺乏研究.

本研究選取我國(guó)某鈾尾礦庫(kù)周邊放射性污染土壤,按照粒徑大小對(duì)土壤進(jìn)行篩分,所用淋洗劑選取草酸、檸檬酸、酒石酸、蘋(píng)果酸、乙酸.將篩分后土壤與淋洗劑進(jìn)行振蕩淋洗處理,挑選出淋洗效果較優(yōu)的淋洗劑進(jìn)行土柱模擬化學(xué)淋洗,確定修復(fù)后土壤流動(dòng)性和穩(wěn)定性指數(shù),對(duì)淋洗后土壤和廢液進(jìn)行形態(tài)和含量分析,驗(yàn)證有機(jī)酸對(duì)土壤淋洗的可行性,服務(wù)于我國(guó)某鈾礦山修復(fù)工作.

1 材料與方法

1.1 樣品采集與數(shù)據(jù)處理

供試土壤樣品為多點(diǎn)混合樣,采集于某鈾尾礦庫(kù)周邊放射性土壤.將試驗(yàn)土壤放入雙功能氣浴恒溫振蕩器(ZD-85A)中,按照粒徑大小分為3類土壤,大致為礫石(>2mm)、砂(0.15～2mm)、砂土和黏土(<0.15mm),本文所有實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)使用origin8.0、Excel、SPSS軟件、jade6.5進(jìn)行處理.基于淋洗前后土壤中釷的形態(tài)變化,利用配合能力(R)和生物利用度(F)參數(shù)來(lái)評(píng)價(jià)淋洗前后放射性核素釷在土壤中的穩(wěn)定性和流動(dòng)性,土壤中釷的穩(wěn)定性、流動(dòng)性評(píng)價(jià)計(jì)算公式為(1、2)[22-23]:

式中:是形態(tài)提取步數(shù);F為步形態(tài)提取中釷含量占總量的百分比,=4;R指數(shù)范圍為(0～1),R指數(shù)越大,表示釷的穩(wěn)定性越高,流動(dòng)性越差;F表示了可生物降解釷的含量占所有土壤中釷含量的比例.

1.2 試驗(yàn)流程

1.2.1 樣品測(cè)試 濕篩法篩分供試土壤粒徑,比重法測(cè)試土壤顆粒組成,電位法測(cè)定pH值,重鉻酸鉀容量法測(cè)定有機(jī)質(zhì),EDTA-乙酸銨鹽交換法測(cè)定陽(yáng)離子交換量,混合酸法消解土樣,電耦合等離子發(fā)射光譜儀(Agilent5100ICP-OES,美國(guó))測(cè)定釷含量.pH計(jì)(3T3100)測(cè)定pH值和氧化還原電位ORP(mV)、電導(dǎo)率儀(DDS-11A)測(cè)定電導(dǎo)率(μS/cm)與總?cè)芙庑怨腆wTDS(g/L),鹽度檢測(cè)器(SALTTestr11)測(cè)定鹽度(%).

圖1 試驗(yàn)流程及裝置示意

1.2.2 淋洗效果條件試驗(yàn) 使用草酸、檸檬酸、酒石酸、蘋(píng)果酸、乙酸作為淋洗劑,濃度梯度0.01, 0.05, 0.10, 0.25, 0.50, 1.00mol/L,固液比1:10g/mL,溫度25℃,恒溫振蕩4, 8, 12, 24h.

1.2.3 淋洗動(dòng)態(tài)遷移試驗(yàn) 將供試土壤進(jìn)行粒徑篩分,測(cè)定理化性質(zhì),明確各粒徑土壤質(zhì)量分?jǐn)?shù)、釷含量. 污染土壤在利用化學(xué)淋洗修復(fù)時(shí),要求土壤黏性部分(粒徑<2mm)比重小于30%,低于該比例土壤黏性弱、易透水,土壤適宜使用化學(xué)淋洗修復(fù). 選擇各粒徑土壤進(jìn)行振蕩淋洗,篩選淋洗效果較優(yōu)的淋洗劑進(jìn)行土柱試驗(yàn).設(shè)計(jì)室內(nèi)淋洗土柱,進(jìn)行土柱模擬淋洗,研究不同組合淋洗劑對(duì)釷的去除效果.試驗(yàn)流程及裝置示意如圖1.

土柱模擬試驗(yàn)主要由儲(chǔ)液器、蠕動(dòng)泵、淋洗柱和收液器組成.在條件試驗(yàn)中所用到的兩類土壤(<0.15mm、0.15～2.00mm),其中細(xì)顆粒部分黏性較大、滲透性差,土柱模擬試驗(yàn)僅采用滲透性較好的砂作為研究對(duì)象,并選用草酸、檸檬酸、酒石酸作為淋洗劑進(jìn)行試驗(yàn).淋洗柱共分為上、中、下3層,各層間由法蘭拼接,在淋洗柱底部鋪上一層石英砂并在石英砂上放置濾網(wǎng),用以減少土壤淋濾損失,保證了淋洗液能夠順暢流出土體,土壤由下層至上層填充.用蠕動(dòng)泵控制流速,以一定流速向土柱中加入淋洗液,定時(shí)收集濾液.在試驗(yàn)前對(duì)供試土壤的孔隙體積進(jìn)行測(cè)定(單根土壤填柱的孔隙體積約為100mL),將孔隙體積作為淋洗單位,收集單位孔隙體積淋洗廢液待測(cè).

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化性質(zhì)和含量分布

污染土壤的pH值為6.08,土壤呈弱酸性,土壤的陽(yáng)離子交換量(CEC)小于園林土壤CEC參考值(>14cmol/kg),說(shuō)明土壤保肥性低.由表1可見(jiàn),土壤中礫石約占土壤總質(zhì)量1/2,起到控制土壤侵蝕的作用.鑒于污染土壤砂土、黏土(細(xì)顆粒)中釷含量約為礫石的7～8倍,簡(jiǎn)單的物理分離過(guò)程不再作為一種有效的清潔技術(shù),故分析不同粒級(jí)土壤的釷含量分布情況對(duì)后續(xù)土壤的減量化處理分類淋洗修復(fù)具有重要意義.全粒徑土壤按計(jì)算方法得出釷含量為12.88mg/kg,土壤中除礫石(3.72mg/kg)外,其他均已經(jīng)超出釷污染土壤修復(fù)目標(biāo)值20mg/kg.為達(dá)到減容處理效果,可在淋洗修復(fù)前通過(guò)物理篩分將粒徑>2mm土壤進(jìn)行篩分,簡(jiǎn)單處理后即可進(jìn)行回填,從而大大減少了污染土壤處理的體積.土壤中砂(粗顆粒)的釷含量歸一化份額最高,其質(zhì)量分?jǐn)?shù)為68.01%,因此粒徑0.15～2.00mm的污染土壤也是污土淋洗修復(fù)的重點(diǎn).

表1 土壤的基礎(chǔ)理化性質(zhì)及釷含量分布

2.2 淋洗條件試驗(yàn)分析

2.2.1 淋洗時(shí)間對(duì)淋洗效果的影響 將0.15～ 2.00mm粒徑和<0.15mm粒徑釷污染土壤置于5種有機(jī)酸中,釷的去除率隨時(shí)間的變化如圖2所示.

整體上釷去除率隨著時(shí)間的增加而提高,8h時(shí)5種有機(jī)酸去除率趨于穩(wěn)定狀態(tài),<0.15mm粒徑土壤草酸去除率提高到66.31%,粗、細(xì)粒徑土壤草酸、檸檬酸、酒石酸、蘋(píng)果酸和乙酸去除率分別提高至51.03%、20.12%、15.15%、11.34%、5.14%;66.31%、25.73%、20.67%、17.72%、7.25%,去除率大小依次為草酸>檸檬酸>酒石酸>蘋(píng)果酸>乙酸. 根據(jù)去除率趨勢(shì)走向,其具有明顯的淋洗動(dòng)力學(xué)特征,對(duì)時(shí)間()和淋洗量(mg/kg)進(jìn)行雙常數(shù)函數(shù)、Freundlich修正式、一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬合,得到各函數(shù)參數(shù)如表2. Freundlich修正式和一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬合2最接近1,效果最好.整個(gè)淋洗過(guò)程分為解吸上升期、解吸-吸附過(guò)渡期和吸附-解吸動(dòng)態(tài)平衡期,故土壤顆粒表面靜電吸附態(tài)釷離子的解吸為上升期,期間淋洗量上升87.39%,專性吸附態(tài)重金屬離子的解吸為過(guò)渡區(qū),存在解吸和吸附的雙向作用,期間淋洗量上升3.24%,動(dòng)態(tài)平衡期間趨于穩(wěn)定,淋洗量基本保持不變.淋洗動(dòng)力學(xué)表征現(xiàn)象主要受表面反應(yīng)控制,不完全解釋淋洗過(guò)程反應(yīng),故需柱淋洗進(jìn)一步說(shuō)明.

表2 淋洗動(dòng)力學(xué)模型參數(shù)

注:為平衡時(shí)淋出量, mg/kg;為一次方程淋出速率常數(shù);為常數(shù);為時(shí)間;為淋出率, %.

圖3 淋洗劑濃度對(duì)淋洗效果的影響

2.2.2 淋洗劑濃度對(duì)淋洗效果的影響 由圖3可見(jiàn),在0.15～2.00mm和<0.15mm粒徑釷污染土壤部分,淋洗劑濃度逐漸增加至0.5mol/L,去除率的增長(zhǎng)幅度較大;當(dāng)淋洗劑濃度大于0.5mol/L之后,去除率的增長(zhǎng)幅度變緩,這與Udovic等[24]研究一致,即隨著淋洗劑濃度提高,當(dāng)?shù)竭_(dá)一定濃度時(shí),釷去除率將趨于一定水平值.對(duì)于有機(jī)酸來(lái)說(shuō),其主要是提取活性比較大的重金屬形態(tài),對(duì)與土壤晶格結(jié)合的重金屬的去除是比較困難的,因此在土壤中可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)等活性形態(tài)得到提取后,再繼續(xù)增加有機(jī)酸濃度不會(huì)明顯增加對(duì)放射性金屬的去除效果,反而會(huì)使淋洗劑pH值降低,酸性變強(qiáng).因此,為了不破壞土壤結(jié)構(gòu),所加淋洗劑濃度要適量.

2.2.3 淋洗液參數(shù)變化對(duì)淋洗特征的影響 pH值、TDS、電導(dǎo)率、鹽度可作為是否可二次利用的指標(biāo).如圖4所示,隨著淋洗劑濃度增加,淋洗廢液pH值逐漸減小,同等濃度下草酸與其他淋洗劑相比pH值最低,酸性最強(qiáng),淋洗效果最優(yōu);除乙酸外,其余4種淋洗劑淋洗廢液中TDS、電導(dǎo)率、鹽度隨淋洗劑濃度增大而增大,當(dāng)濃度達(dá)0.5mol/L時(shí)繼續(xù)升高濃度電導(dǎo)率、鹽度增長(zhǎng)不明顯,而TDS持續(xù)增大,可能是由于淋洗劑濃度較高pH值較低,土壤團(tuán)聚結(jié)構(gòu)被破壞,使得土壤中固體溶解;草酸、檸檬酸淋洗劑濃度達(dá)0.1mol/L時(shí)淋洗廢液中氧化還原電位(ORP)、pE(電子活度負(fù)對(duì)數(shù))值最大,為578, 512mV,淋洗廢液氧化性較強(qiáng),廢液仍具有一定功效.當(dāng)濃度達(dá)0.5mol/L,ORP、pE急劇減小為383, 442mV,淋洗廢液功效較其他濃度淋洗廢液低,說(shuō)明0.5mol/L濃度下的草酸、檸檬酸淋洗劑利用率較高.

圖4 淋洗后淋洗劑各參數(shù)特征

2.2.4 復(fù)合淋洗液對(duì)淋洗效果的影響 土柱淋洗實(shí)驗(yàn)具有一定仿真性,可以較真實(shí)地模擬體量較大的土壤異位甚至是原位化學(xué)淋洗,與振蕩淋洗對(duì)比,對(duì)化學(xué)淋洗技術(shù)應(yīng)用和開(kāi)發(fā)更具有實(shí)際工程意義.如圖5所示,淋洗前期(1～3孔隙體積)草酸、草酸+檸檬酸、草酸+酒石酸淋洗廢液中釷的濃度急劇上升至最大值2.96, 2.66, 2.46mg/L,釷去除率增長(zhǎng)速率大;草酸在淋洗中期(4～22)增大淋洗孔隙體積,廢液中釷的濃度平緩下降至0.76mg/ L,釷去除率逐漸增大至51.78%,而草酸+檸檬酸、草酸+酒石酸在 4～11 孔隙體積,淋洗廢液釷濃度呈現(xiàn)緩慢下降趨勢(shì)至1.70, 1.62mg/L, 11～22孔隙體積廢液釷濃度急劇下降逐漸趨近于零,釷去除率分別達(dá)35.07%、32.71%;淋洗后期(23～26)草酸淋洗廢液中釷濃度急劇下降趨近于零,釷去除率為52.52%,增長(zhǎng)速率趨于平緩,組合淋洗液中釷濃度趨近于零,釷去除率增長(zhǎng)小.淋洗劑組合草酸+檸檬酸、草酸+酒石酸淋洗效果相較于單一淋洗劑草酸低,表明草酸+檸檬酸、草酸+酒石酸兩兩之間發(fā)生拮抗作用.

2.3 有機(jī)酸淋洗釷污染土壤作用機(jī)理

2.3.1 土壤晶相變化特征 淋洗前后土壤晶相的對(duì)比如圖6所示,不同粒徑供試土壤的主要衍射峰集中出現(xiàn)在2=25°～30°之間,2為20.8°、26.6°和37.1°的值相當(dāng)于二氧化硅(100)、(101)和氧化鋁(200)晶面的衍射峰,淋洗后2種粒徑土壤較淋洗前衍射峰強(qiáng)度增大,其中SiO2衍射峰增強(qiáng)較為明顯,晶化程度較高,晶體發(fā)育較為完整,出現(xiàn)這一現(xiàn)象是由于淋洗劑與附著在晶粒表面的含釷氧化物發(fā)生反應(yīng)形成絡(luò)合物,隨著淋洗劑一并淋出,從而使得晶粒露出,衍射峰增強(qiáng).2為27.4°的值相當(dāng)于硒化鋅(111)晶面的衍射峰,淋洗后2種粒徑土壤衍射峰較淋洗前強(qiáng)度減小,供試土壤久置空氣中致使硒化鋅遇酸易分解,從而使衍射峰強(qiáng)度減小.

a: <0.15mm粒徑; b: 0.15～2mm粒徑

2.3.2 土壤流動(dòng)性和穩(wěn)定性變化特征 如圖7所示,<0.15mm、0.15～2mm粒徑土壤中釷的可還原態(tài)和弱酸可提取態(tài)占比高,故淋洗重點(diǎn)為污染土壤中釷的弱酸可提取態(tài)和可還原態(tài).5種淋洗劑淋洗后土壤中釷的殘?jiān)鼞B(tài)較細(xì)顆粒、粗顆粒原土壤中釷的殘?jiān)鼞B(tài)占比提高19.39%～27.20%、0.63%～8.45%,草酸淋洗后殘?jiān)鼞B(tài)較細(xì)顆粒土壤殘?jiān)鼞B(tài)增幅最大(27.20%),因?yàn)椴菟峋哂休^強(qiáng)的還原性,可溶解土壤中的鐵錳氧化物、氫氧氧化物.乙酸酸性較差,對(duì)土壤中釷的去除率較差,可還原態(tài)較細(xì)顆粒、粗顆粒土壤中釷的可還原態(tài)減少8.65%～1.79%,乙酸與重金屬反應(yīng)生成可溶螯合物的能力較差且穩(wěn)定系數(shù)較低.草酸的釷去除率比其他有機(jī)酸高,較粗顆粒、細(xì)顆粒土壤中釷的弱酸可提取態(tài)和可還原態(tài)分別減少5.25%～ 11.32%、6.03%～12.89%,這是因?yàn)椴菟崴嵝韵鄬?duì)較高,pa值較小,能夠釋放更多的陽(yáng)離子,加速其對(duì)重金屬的解吸.淋洗前<0.15mm粒徑土樣釷的F為33.719%,而淋洗后各土樣釷的F在22.390%～ 26.906%,流動(dòng)性降低6.81%～11.33%;淋洗前土樣中釷的R為0.406,淋洗后R在0.556～0.621之間.淋洗后各土樣中殘?jiān)鼞B(tài)的占比提高,流動(dòng)性顯著降低,穩(wěn)定性得到增強(qiáng).

3 結(jié)論

3.1 全粒徑土壤按計(jì)算方法得出釷含量為12.88mg/kg,土壤中粒徑0.15～2.00mm的污染土壤的釷含量歸一化份額最高,其質(zhì)量份額為68.01%,是污土淋洗修復(fù)的重點(diǎn).

3.2 各淋洗劑對(duì)釷污染土壤的去除率依次為草酸>檸檬酸>酒石酸>蘋(píng)果酸>乙酸,適當(dāng)延長(zhǎng)淋洗時(shí)間、增加淋洗劑濃度可以提高污染土壤中釷的去除率,以0.5mol/L草酸+檸檬酸的復(fù)合淋洗劑進(jìn)行土柱模擬試驗(yàn),土壤中釷的去除率達(dá)35.07%.

3.3 淋洗動(dòng)力學(xué)表征現(xiàn)象主要受表面反應(yīng)控制,Freundlich修正式和一級(jí)動(dòng)力學(xué)模型擬合2最接近1,效果最好,土壤顆粒表面靜電吸附態(tài)釷離子的解吸為上升期,期間淋洗量上升87.39%.

3.4 淋洗過(guò)后土壤晶化程度越高,晶體發(fā)育越發(fā)完整,淋洗劑與附著在晶粒表面的含釷氧化物發(fā)生反應(yīng)形成絡(luò)合物,隨著淋洗劑一并淋出,淋洗后各土樣中的殘?jiān)鼞B(tài)的占比提高,流動(dòng)性顯著降低,穩(wěn)定性得到增強(qiáng).

[1] Gavrilescu M, Pavel L V, Cretescu I. Characterization and remediation of soils contaminated with uranium [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,163(2/3):475-510.

[2] 易 玲,高 柏,劉媛媛,等.鈾礦區(qū)周邊水體典型核素污染特征及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2019,39(12):5342-5351. Yi L, Gao B, Liu Y Y, et al.Characteristics and risk assessment of typical nuclide pollution in surrounding water body of uranium ore area [J].China Environmental Science, 2019,39(12):5342-5351.

[3] 張 瓊,王 博,王 亮,等.福島核事故場(chǎng)外環(huán)境修復(fù)綜述及啟示[J]. 輻射防護(hù), 2017,37(3):240-247. Zhang Q, Wang B, Wang L, et al.Review and enlightenment on the off-site environmental remediation of Fukushima Nuclear Accident [J]. Radiation Protection, 2017,37(3):240-247.

[4] Kim S S, Han G S, Kim G N, et al. Advanced remediation of uranium- contaminated soil [J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2016, 164:239-244.

[5] Kenneth H W, John R B, Jonathan R L, et al. Bioremediation of uranium-contaminated groundwater: a systems approach to subsurface biogeochemistry [J]. Current Opinion in Biotechnology, 2013,24(3): 489-497.

[6] 全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)正式公布[J]. 中國(guó)環(huán)境管理, 2014, 6(2):26. The national survey of soil pollution was officially released [J].Chinese Journal of Environmental Management, 2014,6(2):26.

[7] Pietro C, Agostino C, Stefano G, et al. Experimental system to displace radioisotopes from upper to deeper soil layers: chemical research [J]. Environmental Health, 2004,3(1):269-279.

[8] Napier B A. Alternative conceptual models for assessing food chain pathways in Biosphere Models [D]. U.S. Nuclear Regulatory Commission Office of Nuclear Regulatory Research Washington, DC 2007.

[9] Society R. The health hazards of depleted uranium munitions Part I [J]. Journal of Radiological Protection, 2001,21(3):331-332.

[10] 唐志堅(jiān),張 平,左社強(qiáng).低濃度含鈾廢水處理技術(shù)的研究進(jìn)展[J]. 工業(yè)用水與廢水, 2003,(4):9-12. Tang Z J, Zhang P, Zuo S Q.Research progress in the treatment of wastewater containing low concentration uranium [J]. Industrial Water, 2003,(4):9-12.

[11] Laura N, Katherine M, Jonathan R L. The biogeochemistry and bioremediation of uranium and other priority radionuclides [J]. Chemical Geology, 2014,363:164-184.

[12] 沙 峰.放射性污染土壤的清洗去污研究[D]. 北京:中國(guó)原子能科學(xué)研究院, 2005. Sha F.Study on decontamination of radioactive contaminated soil [D]. Beijing: China Institute of Atomic Energy, 2005.

[13] 萬(wàn)小崗,趙顏紅,習(xí)成成,等.鈾污染土壤淋洗去污實(shí)驗(yàn)研究[J]. 環(huán)境工程, 2013,31(S1):710-712. Wang X G, Zhao Y H, Xi C C, et al.Experimental study on leaching and decontamination of uranium contaminated soil [J].Environmental Engineering, 2013,31(S1):710-712.

[14] 杜 蕾.化學(xué)淋洗與生物技術(shù)聯(lián)合修復(fù)重金屬污染土壤[D]. 西安:西北大學(xué), 2018. Du L.Remediation of heavy metal contaminated soil by chemical leaching and biotechnology [D]. Xi￠an: Northwest University, 2018.

[15] 呂青松,蔣煜峰,楊 帆,等.重金屬污染土壤淋洗技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 甘肅農(nóng)業(yè)科技, 2010,(3):33-37. Lv Q S, Jiang Y F, Yang F, et al.Research progress on leaching technology of heavy metal contaminated soil [J].Gansu Agricultural Science and Technology, 2010,(3):33-37.

[16] 王佳明.鉛鋅污染土壤超聲強(qiáng)化有機(jī)酸淋洗技術(shù)研究[D]. 北京:清華大學(xué), 2016. Wang J M.Study on ultrasonic Enhancement of Organic acid leaching in Lead-Zinc contaminated soil [D]. Beijing: Tsinghua University, 2016.

[17] 鄒澤李.工業(yè)廢棄地重金屬污染土壤化學(xué)淋洗修復(fù)研究及工程示范[D]. 廣州:中山大學(xué), 2009. Zou Z L.Research and Engineering Demonstration on chemical leaching and Remediation of soil contaminated by heavy metals in abandoned industrial lands [D]. Guangzhou: Sun Yat-Sen University, 2009.

[18] 高國(guó)龍,張 望,周連碧,等.重金屬污染土壤化學(xué)淋洗技術(shù)進(jìn)展[J]. 有色金屬工程, 2013,3(1):49-52. Gao G L, Zhang W, Zhou L B, et al.Progress in chemical leaching of soil contaminated by heavy metals [J].Nonferrous Metals, 2013, 3(1):49-52.

[19] 沈 威,高 柏,章艷紅,等.化學(xué)淋洗法對(duì)鈾污染土壤的修復(fù)效果研究[J]. 有色金屬(冶煉部分), 2019,(11):81-86. Shen W, Gao B, Zhang Y H, et al.Study on the remediation effect of uranium contaminated soil by chemical leaching [J].Nonferrous Metals(Extractive Metallurgy), 2019,(11):81-96.

[20] 可 欣,張 昀,李培軍,等.利用酒石酸土柱淋洗法修復(fù)重金屬污染土壤[J]. 深圳大學(xué)學(xué)報(bào)理工版, 2009,26(3):240-245. Ke X, Zhang Y, Li P J, et al.Remediation of heavy metal contaminated soil by column leaching with tartaric acid was studied [J]. Journal of Shenzhen University Science and Engineering, 2009,26(3):240-245.

[21] Qiu R, Zou Z, Zhao Z, et al. Removal of trace and major metals by soil washing with Na2EDTA and oxalate [J]. Journal of Soils & Sediments, 2010,10(1):45-53.

[22] Han F X, Banin A, Kingery W L, et al. New approach to studies of heavy metal redistribution in soil [J]. Advances in Environmental Research, 2003,8(1):113-120.

[23] Ma L Q, Rao G N. Chemical fractionation of Cadmium, Copper, Nickel, and Zinc in contaminated soils [J]. Journal of Environmental Quality, 1997,26(1):259-264.

[24] Udovic M, Lestan D. EDTA and HCl leaching of calcareous and acidic soils polluted with potentially toxic metals: Remediation efficiency and soil impact [J]. Chemosphere, 2012,88(6):718-724.

The process of organic acid chemical leaching of radionuclide thorium polluted soil.

JIANG Wen-bo1, GAO Bai1*, SHEN Wei2, ZHANG Hai-yang1, WANG Juan1, YI Ling1, YANG Bing3, LIAN Guo-xi3

(1.State Key Laboratory of Nuclear Resources and Environment, East China University of Technology, Nanchang 330013, China；2.South Central Jiangxi Institute of Geological and Mineral Exploration, Nanchang 330029, China；3.The Fourth Research and Design Engineering Corporation of CNNC, Shijiazhuang 050021, China)., 2021,41(5)：2311～2318

Oxalic acid, citric acid and tartaric acid were selected to study the leaching effect on typical radioactive thorium contaminated soil with different particle sizes. The changes of fluidity and stability of leaching solution after leaching were analyzed in terms of soil extractable forms, and the soil remediation mechanism and the destruction degree of soil crystalline phase were characterized with leaching kinetics and X-ray diffraction analysis (XRD). The experimental results showed that for oscillating leaching of oxalic acid, citric acid and tartaric acid, the optimal parameter was oscillating for 8hours with concentration of 0.5mol/L, and the leaching effect was in the descending order of oxalic acid > citric acid > tartaric acid > malic acid > acetic acid. On the premise of achieving the purpose of remediation, the whole crystalline phase of the soil after leaching was less damaged, the diffraction peaks of silica was obviously enhanced, the proportions of residual state in each soil sample were increased by 19.39%～27.20% and 0.63%～8.45%, the fluidity was obviously lowered by approximately 10%, and the stability was slightly enhanced. The results provided guiding references for chemical leaching remediation of radioactive contaminated soil.

thorium；organic acid；chemical leaching；fluidity；stability；soil

X53

A

1000-6923(2021)05-2311-08

蔣文波(1996-),男,安徽蕪湖人,東華理工大學(xué)碩士研究生,主要從事土壤污染與防治研究.

2020-09-16

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41162007;41362011);江西省重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃(2018ACG70023)

* 責(zé)任作者, 教授, gaobai@ecit.cn