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    鈾尾礦滲濾液中鈾在地下水中的遷移模擬

    2021-01-28 08:57:12石云峰
    輻射防護(hù) 2020年6期
    關(guān)鍵詞:淋溶砂土尾礦庫

    謝 添,賀 萌,李 婷,朱 君,石云峰

    (1.中國輻射防護(hù)研究院,太原 030006;2.中國核電工程有限公司,北京 100840)

    近年來,我國核電事業(yè)發(fā)展迅速,鈾礦資源開采量逐年增長,鈾礦開采過程中產(chǎn)生的環(huán)境問題日益突出。鈾尾礦中殘存著占原礦6%左右的鈾,還含有大量其他放射性核素,其放射性水平較普通巖石、土壤高數(shù)十倍甚至上千倍,是不可忽視的放射性污染源[1]。鈾尾礦中化學(xué)組成復(fù)雜,對周邊環(huán)境產(chǎn)生的放射性污染一直是難以解決的問題。鈾尾礦經(jīng)風(fēng)化、雨淋,其中的鈾離子經(jīng)過長期的淋濾而溶出,一旦引起土壤和地下水的污染將極難治理[2],因此研究鈾尾礦中鈾的釋放規(guī)律以及預(yù)測其遷移規(guī)律,了解其釋放機(jī)制以及對鈾尾礦庫的管理、評價(jià)和防治是迫切而且必要的。

    目前關(guān)于鈾尾礦中U在地下水中的遷移轉(zhuǎn)化模擬研究已有一定的成果,焦友軍等[3]通過比較表面絡(luò)合、線性及Langmuir三種吸附反應(yīng)運(yùn)移模型,模擬了鈾尾礦庫滲漏地下含水層中U(Ⅵ) 遷移和吸附過程;謝水波等[4]運(yùn)用溶質(zhì)反應(yīng)-運(yùn)移模擬軟件PHREEQC-Ⅱ,建立中國南部某大型鈾水冶尾礦庫研究區(qū) U(Ⅵ)在淺層地下水中遷移的一維溶質(zhì)反應(yīng)-輸運(yùn)耦合模型;林碧美等[5]將鈾尾礦庫核素遷移問題概括為均質(zhì)多孔介質(zhì)中穩(wěn)定的二維水流條件下的三維溶質(zhì)遷移問題,利用Visual Modflow軟件(MT3D)對某鈾尾礦庫放射性核素遷移進(jìn)行了模擬研究;Paul L.Brown等[6]通過實(shí)驗(yàn)室實(shí)驗(yàn)、現(xiàn)場監(jiān)測以及建立水文地球化學(xué)模型,研究了澳大利亞北部Ranger鈾礦RUM地區(qū)地下水中鈾和其他污染物的遷移。大多數(shù)學(xué)者針對鈾尾礦中U 的遷移多采用對流彌散模型,模型多為簡單的一維或二維模型,不能直觀反應(yīng)鈾的遷移規(guī)律,而且模擬多采用假想釋放源,各項(xiàng)參數(shù)多采用參考值,模擬過程中多忽略吸附解吸作用,因而模擬結(jié)果與實(shí)際遷移結(jié)果相差較大。

    基于此,本文通過研究典型鈾尾礦廢渣在雨水淋浸作用下,其所含放射性核素鈾在模擬環(huán)境中的溶出行為,得到源項(xiàng)釋放參數(shù);通過靜態(tài)吸附實(shí)驗(yàn),得到U在該區(qū)域代表性土壤中的吸附遷移參數(shù),并結(jié)合鈾尾礦區(qū)水文地質(zhì)條件信息,利用地下水軟件FEFLOW6.2建立三維地下水?dāng)?shù)學(xué)模型,預(yù)測未來鈾尾礦區(qū)核素U在地下水中的遷移過程及污染范圍。

    1 儀器與試劑

    1.1 儀器

    (1) 比表面分析儀ASAP-2010,美國Micromeritics公司,測量范圍0.01~3 000 m2/g;(2) ICAPQ型電感耦合等離子體質(zhì)譜儀,賽默飛世爾科技有限公司,檢出限≤1 ppt;(3) BT100FJ/4*YZ1515X型蠕動(dòng)泵;(4) AP-9 925 N型真空泵;(5) VBS12-U型真空箱;(6) HZC-1型恒溫振蕩水槽。

    1.2 試劑

    UO2(NO3)2標(biāo)準(zhǔn)溶液,中國同輻股份有限公司。

    2 實(shí)驗(yàn)部分

    實(shí)驗(yàn)獲取鈾尾礦廢渣在雨水淋浸作用下,放射性核素鈾在模擬環(huán)境中的溶出行為,得到關(guān)鍵源項(xiàng)釋放參數(shù);通過靜態(tài)吸附實(shí)驗(yàn),得到U在該區(qū)域代表性地層土壤中的分配系數(shù),為地下水?dāng)?shù)學(xué)模擬提供源項(xiàng)數(shù)據(jù)及關(guān)鍵地層的遷移參數(shù)。

    2.1 實(shí)驗(yàn)樣品

    根據(jù)工程地質(zhì)報(bào)告,實(shí)驗(yàn)所取的兩種代表性土壤分別為尾礦壩周邊無污染的砂土及粘土樣品,其中砂土取自含水層,粘土取自隔水層。土壤樣品運(yùn)送至實(shí)驗(yàn)室經(jīng)風(fēng)干研磨處理后,過標(biāo)準(zhǔn)篩,按照其粒徑配比配成實(shí)驗(yàn)樣品進(jìn)行分析,土壤物理參數(shù)列于表1。鈾尾礦樣品取自尾礦壩,將采集的樣品在室溫條件下風(fēng)干研磨,過標(biāo)準(zhǔn)篩,選取粒徑為0.2 mm粒徑的尾礦備用。通過X射線表面衍射分析土壤樣品及鈾尾礦樣品,得到不同樣品的礦物組成成分,列于表2。

    表1 土壤物理參數(shù)分析Tab.1 Physical parameter analysis

    表2 礦物組成成分分析Tab.2 Mineral composition analysis

    采用等離子體質(zhì)譜儀,對鈾尾礦樣品中的U及其他主要金屬元素的初始含量進(jìn)行分析,結(jié)果列于表3。鈾尾礦中U、Th及其他重金屬含量遠(yuǎn)高于本底水平,鈾尾礦不僅存在放射性核素污染風(fēng)險(xiǎn),也存在重金屬元素污染風(fēng)險(xiǎn)。

    表3 初始含量分析Tab.3 Initial content analysis

    2.2 實(shí)驗(yàn)方法

    2.2.1靜態(tài)吸附實(shí)驗(yàn)

    采用靜態(tài)批式法進(jìn)行實(shí)驗(yàn),取1 g經(jīng)處理后的粘土及砂土樣品于15 mL的聚乙烯試管內(nèi),將UO2(NO3)2標(biāo)準(zhǔn)溶液逐級稀釋為初始濃度C05、50、100、300、500、700、1 000 mg·L-1,按照質(zhì)量固液比為1∶10加入10 g逐級稀釋后的含U溶液,在T=25 ℃恒溫?fù)u床下振蕩5 d,直至吸附平衡,液相濃度不再改變,離心40 min(5 000 r·min-1)后取上清液,利用等離子體質(zhì)譜儀測定上清液中U濃度,并計(jì)算土壤介質(zhì)中的吸附量qe,得到U在兩種土壤介質(zhì)中的吸附等溫線。

    2.2.2動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn)

    圖1 動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn)裝置圖Fig.1 Diagram of dynamic leaching experimental device

    通過動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn)可以得到降雨條件下鈾尾礦中U的釋放源項(xiàng),動(dòng)態(tài)淋溶裝置如圖1所示。選用長度為152.47 mm,內(nèi)徑為37.8 mm的聚四氟乙烯柱作為動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn)的柱體,將220 g鈾尾礦樣品填入柱中,密度為1.61 g/cm3,與鈾尾礦初始密度相同,土柱頂部鋪設(shè)石英砂,使噴淋水均勻下滲,柱體頂部預(yù)留一定空間,便于頂部噴淋水的下滲。柱體頂部與蠕動(dòng)泵相連,控制噴淋溶液的流速,底部連接負(fù)壓裝置,由真空箱、真空泵、壓力表和集液裝置構(gòu)成。根據(jù)鈾尾礦所在區(qū)域的年平均降雨量,控制真空泵流速為30 mL/d,模擬降雨分別采用H2SO4配制成pH值為5的溶液和去離子水,實(shí)驗(yàn)共進(jìn)行12 d,采取不間斷噴淋方式,以一天的噴淋量模擬實(shí)際條件下一個(gè)月的平均降雨量,每天定時(shí)將集液裝置中收集的溶液取出,測定U含量。

    2.3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果

    不同初始濃度下U在兩種土壤介質(zhì)中的吸附量列于表4。結(jié)果表明U在粘土與砂土中的吸附量均隨著初始濃度的升高而增加,U在粘土中的吸附量高于在砂土中的吸附量,這是由于粘土中有機(jī)質(zhì)含量遠(yuǎn)高于砂土,有機(jī)質(zhì)主要成分為復(fù)雜的大分子聚合物,化學(xué)組成與結(jié)構(gòu)復(fù)雜,含有大量羥基、羧基、酮基、氨基等官能團(tuán),與U易形成離子鍵、共價(jià)鍵和螯合鍵,對吸附具有顯著影響[7]。同時(shí)粘土比表面積大于砂土,比表面積越大,吸附劑中微觀孔徑越多,能提供的吸附點(diǎn)位越多,表面官能團(tuán)活性越強(qiáng),因而吸附容量大,吸附能力越強(qiáng)。

    表4 不同初始濃度下U在土壤中的吸附量qeTab.4 U adsorption amount in soil at different initial concentrations

    為進(jìn)一步了解U在砂土及粘土上的吸附過程及吸附能力,利用線性和Freundlich兩種吸附等溫模型對實(shí)驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行擬合,兩種吸附等溫模型表達(dá)式分別為:

    線性等溫吸附模型:qe=Kd×Ce

    (1)

    Freundlich等溫吸附模型:qe=KF×Ceα

    (2)

    式中,Ce為濾液中U的平衡濃度,mg/L;qe為平衡吸附量,mg/kg;KF為Freundlich吸附分配系數(shù),L/kg;Kd為線性吸附分配系數(shù),L/kg;α為等溫吸附常數(shù)。

    擬合結(jié)果列于表5。由表5可見在實(shí)驗(yàn)所選濃度范圍內(nèi),U在砂土中與線性等溫吸附模型符合較好,粘土中Freundlich等溫模型趨近線性模型,由于粘土中U的吸附容量較大,實(shí)驗(yàn)所選濃度范圍內(nèi),吸附未達(dá)飽和,單分子層吸附占主要作用,而砂土吸附容量較小,濃度較高時(shí),進(jìn)入多分子層吸附階段,與線性吸附模型偏差較大。根據(jù)鈾尾礦庫周邊地下水濃度范圍,取線性吸附分配系數(shù)Kd,砂土和粘土的分配系數(shù)分別為20.41 L/kg,45.92 L/kg。

    如圖2所示,動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn)初期,淋溶浸出液中U的濃度較大,這主要由于初始條件下,鈾尾礦中殘存著大量可溶狀態(tài)的UO22+離子,大部分U以溶解的形式釋放到淋溶浸出液中,隨著淋溶實(shí)驗(yàn)不斷進(jìn)行,淋溶浸出液中的U濃度急劇下降,達(dá)到平衡浸出濃度,這主要由于U的浸出受溶解擴(kuò)散以及化學(xué)反應(yīng)共同控制,初期U的浸出主要通過溶解擴(kuò)散作用釋放,而后期平衡階段U主要由緩慢解吸作用及水溶液與尾礦界面化學(xué)作用釋放,因而浸出速率下降[8]。模擬酸雨條件下,H+可以溶解鈾尾礦中以氧化物形式存在的U,以UO22+的形式釋放到淋溶液中;另一方面H+的存在會(huì)減弱尾礦表面與陽離子的結(jié)合程度,減少U的吸附點(diǎn)位,同時(shí)參與陽離子交換反應(yīng),去離子水淋浸條件下U絡(luò)合物的穩(wěn)定性減弱,離子半徑增加,尾礦對U的吸附作用增強(qiáng)[9],因此模擬酸雨條件下U的浸出濃度高于去離子水淋浸條件。實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)酸雨淋浸與去離子水淋浸條件下U浸出平衡濃度分別為0.83 mg/L、0.79 mg/L,U的累積釋放量分別為26.253 mg、11.921 mg,浸出率分別為46.07%、20.92%。

    表5 U在砂土及粘土上吸附等溫模型擬合參數(shù)Tab.5 Fitting parameters of U adsorption isotherm model on sand and clay

    圖2 動(dòng)態(tài)淋溶條件下浸出液中U濃度變化Fig.2 U concentration change in leachate under dynamic leaching conditions

    3 地下水遷移模型的建立

    本文以某鈾尾礦庫為研究對象,庫中鈾尾礦渣露天堆放,尾礦渣堆積一定的厚度后進(jìn)行石灰中和處理,其對地下水的污染不容忽視。地下水污染是長期的過程,為了研究該鈾尾礦庫中核素U在地下水中遷移行為,并預(yù)測U的分布,根據(jù)調(diào)研獲取的水文地質(zhì)條件以及尾礦庫工程地質(zhì)條件,選擇基于有限節(jié)點(diǎn)法的地下水模擬軟件FEFLOW6.2,建立鈾尾礦庫評價(jià)區(qū)地下水三維模型,模擬無防滲條件下、50 a時(shí)間跨度下地下水中鈾的污染及遷移情況。

    3.1 研究區(qū)概況

    鈾尾礦庫位于地形平緩的草原—沙漠地帶,地勢總體東高西低,范圍內(nèi)地面標(biāo)高+1 210~+1 250 m,最低點(diǎn)在南側(cè)的溝谷中。鈾尾礦庫區(qū)氣候?qū)儆诒睖貛Т箨懶詺夂颍?dāng)?shù)刈罡邭鉁?6.6 ℃,最低氣溫-31.6 ℃,全年平均氣溫6.1~8.4 ℃,年平均相對濕度50.3%,年降水量194.70~531.60 mm,平均270.4 mm。

    3.2 水文地質(zhì)模型概化

    U在含水層的遷移規(guī)律及濃度分布與邊界條件、水文地質(zhì)結(jié)構(gòu)、地下水流場、滲透性質(zhì)、水力特征、水文地質(zhì)參數(shù)和補(bǔ)給排泄等條件有關(guān)[10],模型需要綜合以上條件以便于進(jìn)行數(shù)值模擬。

    3.2.1模擬區(qū)域的確定

    模擬區(qū)域?yàn)椴菰衬貛?,地形平緩,面積約130 km2,模擬區(qū)范圍如圖3所示。根據(jù)已知水頭,模型的西邊界定為CD,根據(jù)斷層走向,模型的東邊界定為AB。模型的南、北邊界分別定為BC、AD,邊界選取主要根據(jù)第四系松散孔隙含水層地下水流線的分布。圖4所示為模型表層剖分示意圖,圖中紅圈網(wǎng)格加密區(qū)域?yàn)殁櫸驳V庫區(qū),評價(jià)區(qū)地質(zhì)構(gòu)造較為復(fù)雜,共有10條斷層,其中逆斷層6條,正斷層4條,這些斷層位于新近系以下地層,屬于高角度斷層,為了簡化模型將傾斜斷層概化為垂直斷層,并在模型中進(jìn)行網(wǎng)格加密處理。

    圖3 模擬區(qū)范圍三維示意圖Fig.3 3D schematic of the simulated area

    圖4 模擬區(qū)表層剖分示意圖Fig.4 Schematic diagram of the surface simulation area

    3.2.2含水層概化

    表6為模擬區(qū)含水層。新近系砂礫石含水層與第四系松散孔隙含水層之間存在著82.60~397.32 m厚的粘土層,將該粘土層概化為隔水層。模擬區(qū)自上而下分為6層,網(wǎng)格剖分采取FEFLOW6.2 軟件自帶的Advancing三角網(wǎng)格剖分方法,充分考慮模擬區(qū)邊界條件、斷層走向、巖性分布以及尾礦庫的位置,共生成三角網(wǎng)格47 144個(gè),節(jié)點(diǎn)277 011個(gè)。

    表6 含水層概化一覽表Tab.6 Aquifer generalization chart

    3.2.3水文地質(zhì)參數(shù)的確定

    水文地質(zhì)參數(shù)直接影響模型計(jì)算精度和結(jié)果的可靠性,需要確定的參數(shù)包括含水層、隔水層、斷層上x、y、z方向的主滲透系數(shù)Kxx、Kyy、Kzz,彈性釋水系數(shù)Sy,單位貯存量Ss。x與y方向上的滲透系數(shù)Kxx、Kyy由工程試驗(yàn)階段給出的水文地質(zhì)報(bào)告確定,Kzz一般取水平方向滲透系數(shù)的1/10,斷層處理為透水,滲透系數(shù)為相鄰含水層滲透系數(shù)的10倍[11]。Ss與Sy分別為單位貯存量,彈性釋水系數(shù),兩個(gè)參數(shù)選取經(jīng)驗(yàn)值,具體參數(shù)列于表7。

    3.2.4模型識別與驗(yàn)證

    地下水模擬中模型的識別與驗(yàn)證過程是最為關(guān)鍵的一環(huán),運(yùn)行模擬程序,從模型的計(jì)算結(jié)果得到初始設(shè)置的水文地質(zhì)參數(shù)、邊界條件及均衡項(xiàng)下模擬區(qū)地下水水位分布,通過擬合同時(shí)期實(shí)測的地下水水位分布,識別水文地質(zhì)參數(shù)、邊界值和其它均衡項(xiàng),使建立的模型更加符合模擬區(qū)域的水文地質(zhì)條件[12]。

    表7 水文地質(zhì)參數(shù)取值Tab.7 Model hydrogeological parameters

    根據(jù)資料,模擬區(qū)內(nèi)有12個(gè)第四系松散孔隙含水層地下水水位監(jiān)測點(diǎn),其位置分布如圖5所示。根據(jù)已有連續(xù)一個(gè)水文年中第四系松散孔隙含水層的水位監(jiān)測資料(具體列于表8),模擬區(qū)內(nèi)監(jiān)測井地下水水位標(biāo)準(zhǔn)偏差均在0.31 m以下,因此可將地下水系統(tǒng)概化為穩(wěn)定流,取連續(xù)水文年中各監(jiān)測井豐水期、枯水期、平水期水位的平均值作為檢驗(yàn)?zāi)P偷男?zhǔn)資料。模型調(diào)試完成后,運(yùn)行該模型,得到第四系松散孔隙含水層的初始水位分布值,輸出該含水層計(jì)算水位的等值線,并將計(jì)算水位值與實(shí)際水位值進(jìn)行對比,以驗(yàn)證模型的正確性,計(jì)算結(jié)果列于表9。由表9可知,第四系松散孔隙含水層計(jì)算水位與監(jiān)測水位偏差范圍在0.089~6.278 m,除監(jiān)測井SMJ66的計(jì)算水位值與真實(shí)值偏差較大外,其余監(jiān)測井計(jì)算值與監(jiān)測值偏差都較小。因此,所建模型的水文地質(zhì)條件、邊界設(shè)置及各項(xiàng)參數(shù)的選取基本上可以反映該區(qū)域的地下水流動(dòng)特性,用該模型模擬溶質(zhì)運(yùn)移能較真實(shí)的反應(yīng)放射性核素在地下水中的遷移情況。

    圖5 第四系松散孔隙含水層監(jiān)測井分布Fig.5 Aquifer monitoring well distribution

    表8 一連續(xù)水文年監(jiān)測井水位值Tab.8 Monitoring water level value of a continuous hydrological year

    表9 監(jiān)測井水位值擬合結(jié)果Tab.9 Fitting result of monitoring well water level

    3.3 模擬預(yù)測及分析

    U在含水層中遷移時(shí)會(huì)發(fā)生復(fù)雜的化學(xué)、生物、物理過程,其中吸附作用對核素遷移的影響最為顯著,本次模擬采用保守的計(jì)算方式,只考慮吸附作用對U遷移的影響,根據(jù)U在砂土與粘土中的分配系數(shù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果,第四系松散孔隙含水層分配系數(shù)取20.41,隔水層分配系數(shù)取45.92,U半衰期較長,計(jì)算時(shí)不考慮衰變的影響。動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明U釋放速率較快,其滲出隨時(shí)間變化,以動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn)結(jié)果為源項(xiàng),將其離散化為關(guān)于時(shí)間(天)的函數(shù)。如圖6所示。前365天U載入濃度主要根據(jù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果,365天后的載入濃度取動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn)平衡時(shí)U的濃度0.83 mg/L。彌散度作為核素遷移的重要參數(shù),由于本次實(shí)驗(yàn)未實(shí)測彌散度,根據(jù)參考文獻(xiàn)及經(jīng)驗(yàn)值選取縱向彌散度為5 m,水平橫向彌散度取0.5 m,模擬U在含水層中30年和50年的遷移情況。

    圖7和圖8分別為U在進(jìn)入含水層后遷移30年和50年的三維濃度暈分布圖,圖中紅框內(nèi)為鈾尾礦所在區(qū)域。模擬結(jié)果表明:濃度暈主要向西南方向遷移,與地下水水流方向一致,對流和彌散作用是U在含水層的最主要遷移方式。從濃度分布上來看,濃度暈呈羽狀擴(kuò)散,濃度峰值遷移的距離不斷增大,而峰值濃度則不斷降低,反應(yīng)了U在遷移過程中被地下水巖土介質(zhì)吸附、阻滯的過程。

    圖6 U載入濃度時(shí)間序列圖Fig.6 Time sequence of U loading concentration

    圖7 遷移30年后U濃度分布圖(單位:mg/L)Fig.7 U concentration distribution after 30 years(unit:mg / L)

    模擬計(jì)算經(jīng)過30年的遷移,U濃度暈峰值為0.595 mg/L,峰值濃度相對于尾礦壩遷移的距離為36.44 m,0.01 mg/L濃度暈沿水流方向遷移了87.09 m,U濃度超過0.01 mg/L的污染暈總包絡(luò)面積為1.49 km2。模擬計(jì)算經(jīng)過50 a的遷移,U濃度暈峰值為0.440 mg/L,峰值濃度相對于尾礦壩遷移的距離為42.93 m,0.01 mg/L濃度暈沿水流方向遷移了137.63 m,U濃度超過0.01 mg/L的污染暈總包絡(luò)面積為1.67 km2。污染物U遷移速度雖然相對較慢,但考慮到含水層對U的吸附作用,對地下水的污染具有長期性及隱蔽性,潛在危害較大,恢復(fù)需要經(jīng)過漫長的過程[13]。

    圖9為U在進(jìn)入含水層后遷移30 a和50 a的剖面濃度分布,經(jīng)過30a的遷移,U濃度峰值縱向遷移深度為25 m,濃度超過0.01 mg/L的污染暈縱向遷移深度達(dá)65 m;經(jīng)過50 a的遷移,U濃度峰值縱向遷移深度為30 m,濃度超過0.01 mg/L的污染暈縱向遷移深度達(dá)80 m。研究區(qū)第四系松散孔隙含水層厚度大致為20~30 m,經(jīng)過30 a的遷移,U濃度峰值基本穿透了第四系松散孔隙含水層,該含水層下為粘土層,粘土具有較高比表面積、化學(xué)和力學(xué)穩(wěn)定性、結(jié)構(gòu)和表面性質(zhì)多樣性、陽離子交換容量較高等特點(diǎn),具有優(yōu)良的吸附性能,污染物遷移至粘土層時(shí),遷移速度明顯放緩,主要發(fā)生橫向遷移,不同深度U的濃度梯度降低,不同深度含水層中U濃度趨于穩(wěn)定。

    圖8 遷移50年后U濃度分布圖(單位:mg/L)Fig.8 U concentration distribution after 50 years(unit:mg/L)

    圖9 遷移30 a(左)和50 a(右)后U濃度剖面分布圖(單位:mg/L)Fig.9 30 a and 50 a U profile concentration distributions

    4 總結(jié)

    鈾尾礦作為金屬礦物尾礦的一種,其產(chǎn)生的環(huán)境效應(yīng)相對于其他尾礦有一定的差別,即放射性核素污染。本文以北方某鈾尾礦庫作為研究對象,通過收集該地的水文地質(zhì)資料,采集鈾尾礦渣及土壤樣品,分析其理化性質(zhì),通過靜態(tài)批示實(shí)驗(yàn)與動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn),地下水?dāng)?shù)值模擬等過程,探究了鈾尾礦中U在地下水中的遷移規(guī)律,得到以下結(jié)論:

    (1)U在砂土與粘土上的吸附等溫線符合線性等溫吸附模型,砂土與粘土中的分配系數(shù)分別為20.41 L·kg-1、45.92 L·kg-1;

    (2)動(dòng)態(tài)淋溶實(shí)驗(yàn),得到鈾尾礦中U浸出過程分為快速浸出階段、浸出驟降階段、浸出平衡階段,模擬酸雨淋浸與去離子水淋浸條件下U的累積釋放量分別為26.253 mg、11.921 mg;

    (3)通過地下水軟件Feflow模擬得到U在進(jìn)入含水層后,主要向西南方向遷移,污染暈范圍不斷擴(kuò)大,受隔水層分配系數(shù)較大的影響,濃度暈主要分布在第四系松散孔隙含水層中,經(jīng)過50 a的遷移,U濃度暈峰值為0.440 mg/L,峰值濃度最大橫向遷移距離為42.93 m,峰值濃度最大縱向遷移深度為30 m,縱向濃度梯度不斷降低。

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