某铀矿区周边土壤238U和226Ra分布特征及污染评价

蒋文波,高 柏,2*,张海阳,林聪业,王 娟,易 玲

某铀矿区周边土壤238U和226Ra分布特征及污染评价

蒋文波1,高 柏1,2*,张海阳1,林聪业1,王 娟1,易 玲1

(1.东华理工大学水资源与环境工程学院,江西 南昌 330013；2.东华理工大学,核资源与环境国家重点试验室,江西 南昌 330013)

为查清某铀矿区周边土壤污染源项的污染强度及范围,对需要治理的污染源进行量化,对该铀矿周边土壤0.0~0.2,0.2~0.4,0.4~0.6,0.6~0.8,0.8~1.0m土层土壤中放射性核素238U和226Ra活度进行现场调研和统计分析(水平土壤正态分布、箱型图、Q-Q图), 其表明放射性核素污染的空间分布特征及有效性影响,利用226Ra/238U反映风化程度.结果表明:在0.0~0.2m土壤深度,238U和226Ra浓度最高,分别为813.44~5059.20,737~4536Bq/kg,随深度增加226Ra和238U浓度呈减小趋势,0.6~1.0m深度238U和226Ra浓度均超美国核管会(NRC)铀矿和水冶设施退役中残存放射性核素的土壤去污标准浓度(370Bq/kg),因此,针对研究区的土壤治理,厚度选取应不小于1m.污染评价结果表明:研究区属重度-极重度污染、强生态风险危害的土壤面积占比最高,随距铀矿区距离增加,226Ra和238U污染程度降低,潜在生态危害减小.

铀尾矿；238U；226Ra；分布特征；污染评价；土壤

商品级铀矿石的开发,使得废石产量急剧增加,从矿山提取的未回收的次经济矿石,暴露在空气中很容易风化.采矿作业产生的废石含有残留的放射性核素238U和226Ra,由于废石堆暴露面积大,风化后的废石堆通过大气降水等途径将废石中的放射性核素等有害物质释放到环境中,对人体健康和生态环境形成不同程度的威胁[1-8].

目前国内外学者对土壤重金属污染进行了分析评价,如:马盼军[9]运用单因子污染指数法和地质累积指数法,结合ArcGIS空间分析功能;洪加标[10]使用外照射吸收剂量估算法和内梅罗综合污染指数法进行风险评估;Hasan等[11]测定土耳其锡诺普省附近土壤重金属含量,采用富集因子、土壤累积指数、污染因子和污染复合指数法进行风险评估;Marrugo-Negrete[12]等使用单因子法和地累积指数法等对哥伦比亚的锡努河流域土壤进行评价;Gevorg等[13]测定土壤中重金属含量,运用潜在生态风险指数法,确定研究区表层土壤潜在生态风险程度.污染评价方法各有优缺点,地质累积指数法能够反应不同地质背景带来的影响;潜在生态风险指数法综合考虑不同重金属浓度和毒性效应,单一金属污染和多金属复合污染风险均适用[14].

某铀矿于2014年底全面停产,由于受污染的设备和设施未得到有效清理、维护和保养,存在辐射环境污染隐患.为查明铀尾矿库周边226Ra和238U的污染程度,对污染源进行量化分析,为退役治理工程提供设计参考,本文针对该铀矿周边不同土层土壤中放射性核素238U和226Ra活度进行现场调研和统计分析,查明放射性核素污染分布特征和潜在物质来源,采用地质累积指数法和潜在风险指数法进行污染评价,为铀矿区治理工程提供设计参考.

1 材料与方法

1.1 样品采集与分析检测

研究区位于南岭山脉南麓某县,属中亚热带湿润季风气候,气候温和,四季雨量充沛,年平均雨量l773.lmm,主要为中粗粒或中细粒似斑状黑云母花岗岩及二云母花岗岩,时代均为燕山期.矿区岩石主要有花岗岩,蚀变构造岩和脉岩,花岗岩主要为碎裂花岗岩.研究矿区治理工程包括8个采冶区、9个废石场、工业池罐和挡土墙.按照《环境核辐射监测规定》(GB12379-90)[15],以矿区尾渣坝和挡土墙为中心点向四周以60m等距扩散至废石场边缘,以东北-西南和西北-东南的方向布设剖面线,采样区包括3个废石场、工业池罐以及挡土墙.采集现场铲除表面富含有机杂质的浮土,挖取篮球大小槽面,由上至下,每0.2m取1次样,分别在0.2,0.4,0.6,0.8和1.0m处取样,每个样品约2.0kg,装入布袋中,累计取得75个土样,24h内烘干,过0.2mm网格筛选,密封排气压实在1000mL样品盒中,保证所取土壤样品接近场地样品源,干称并在计数前至少保存4周,以使铀与镭及其短寿命子体达到久期放射性平衡[16-17].根据《岩石样品中226Ra的分析方法-射气法》(GB/T 13073- 1991)[18]检测样品中226Ra,《土壤中放射性核素的γ能谱分析方法》(GB/T 11743-2013)[19]检测样品中238U.

1.2 评价方法

1.2.1 地质累积指数法 地质累积指数法于20世纪60年代由德国科学家Muller提出,考虑自然地质作用的同时也考虑了人为活动对研究变量的影响,目前已被广泛应用于人类活动产生的重金属对土壤污染评价中[20-21],该方法的计算公式为:

式中:geo为地质累积指数;C为污染物的实测值, Bq/kg;1.5为背景值变动的修正系数;B为污染物的背景值,Bq/kg.地质累积指数法的污染评价分级标准如表1所示.

表1 地质累积指数法评价分级标准

1.2.2 潜在生态风险指数法 潜在生态指数法是由瑞典环境保护委员会的Lars Hakanson于1980年提出,用于对单个重金属或多个重金属进行生态风险评价的一种模型,已被用于水环境污染、土壤环境污染等多个领域[14,22],其计算公式见(2)~(4),潜在生态风险指数法评价标准见表2.

表2 重金属生态风险评价标准

2 结果与分析

2.1 土壤中238U和226Ra描述性统计

在来自某铀矿区周边土壤样品中,放射性活度高于桂林、全国和国际背景值,总体而言样品中238U、226Ra活度398.04~5059.20, 427~4536Bq/kg,分别为桂林背景值的7.57~96.18、8.56~90.78倍.如图1所示,同一水平深度土壤样本中238U和226Ra活度表现出较低的可变性,相邻水平深度表现出相似性,0.0~0.2, 0.2~0.4m238U、226Ra平均活度较高(2255.48, 1450.88,2038.00,1360.13Bq/kg),样本特征存在异常值,不服从正态分布,变异系数相似,即238U和226Ra活度在该水平分布特征相似,且存在不稳定因素影响两者之间的迁移和转化; 0.4~0.6m不服从正态分布,样本无异常值,活度梯度离散较大;0.6~0.8和0.8~1.0m服从正态分布,样本无异常值,离散程度最低,分别为0.30和0.29.可见同一水平表现出相关性高度相似,比活度呈树状延伸分布.

表3 238U和226Ra环境背景值

注:“-”表示贯穿辐射剂量率尚无统一标准值.

在5组结果中,238U和226Ra中位数接近均值,且变异系数相对较低,说明数据分布具有对称性. 0.0~0.2,0.2~0.4与0.4~0.6m偏度和峰度值高,表明数据是倾斜且重下尾的,不服从正态分布;0.6~0.8和0.8~1.0m表现出较明显的正态分布特征.

2.2 土壤中238U和226Ra垂直空间分布特征

由图2可知,整体上土壤表层238U、226Ra活度最高,在土壤1.0m的深度内,土壤中238U、226Ra活度随检测深度的增加而减小,可能是由于研究区堆放的废石经风吹、雨淋等自然作用,废石中的238U、226Ra逐渐被淋滤出来,堆积在表层土壤中经过吸附、络合等作用使得大部分238U、226Ra存留在表层土壤中,废石中其余部分238U、226Ra在土壤渗漏作用下进入浅层土壤,导致下层土壤中238U、226Ra活度明显降低.8和14号采样点在0.2~0.4m深度土壤中238U、226Ra活度高于0~0.2m,7, 9, 10号采样点表层土壤238U、226Ra活度要远远大于其它采样点,分别高达4253.2~ 5059.2, 3425~4536Bq/kg,其表层土壤238U、226Ra活度远大于其余采样点浅层土壤,堆放废石中残存238U活度和土壤渗漏作用对其具有一定影响.

图2 不同深度238U和226Ra分布特征

2.3 土壤中238U和226Ra的关系

图3 不同深度土样226Ra与238U的平衡关系

表示226Ra与238U的活度比

根据226Ra和238U在不同土层中的分布,226Ra与238U活度比变化取决于该地区的地质地球化学环境,其活度比可以鉴定不同土层的物质来源[26](图3).假设各土层土壤样品存在放射性平衡,226Ra和238U活度比将呈现接近1:1.在本研究中,9号采样点0.8~1.0m深度中226Ra/238U活性比异常低.土壤深度0.4~0.6m,226Ra/238U活度比在0.82 ~1.11之间,平均比值为0.94.0.8~1.0m土层226Ra/238U活度比在0.60~ 1.15之间,平均值为0.88.总体而言,7、9号采样点0.8~1.0m226Ra/238U的活性比显著低于0.6~ 0.8m226Ra/238U的活性比.226Ra/238U的大部分活性比值较放射性平衡比值低0.10左右,受陆源矿物(自然淋滤)的显著影响.由于风化作用对表层土壤的放射性平衡有影响,表层土壤的放射性平衡不存在.不同土壤的226Ra/238U比值在0.60~1.15之间,随深度增加226Ra和238U活度比值呈减小趋势.0.6~1.0m深度238U和226Ra浓度分别为470~948, 427~912Bq/kg, NRC铀矿和水冶设施退役中残存U的土壤去污标准浓度为370Bq/kg[27],0.6~1.0m深度土壤放射性核素U浓度仍大于土壤去污标准浓度,针对研究区土壤治理,厚度选取应不小于1m.

2.4 土壤污染评价

本文采用地质累积指数法和潜在生态风险指数法对研究区进行放射性核素污染评价,并对比两种方法的评价结果(表3、表4),以保证评价结果的准确性和科学性.

地质累积指数法评价结果表明:整体上238U的地质累积指数要大于226Ra,在1~6号采样点处geo(238U)与geo(226Ra)处于3~4,属于重度污染,结合表5可知重度污染土壤面积占研究区总面积的41%; 7~15号采样点4£geo(238U)<5,属于重度-极重度污染,占总面积的59%,7、9~15号采样点4£geo(226Ra)<5,与238U评价结果一致,属于重度-极重度污染,占总面积的51%;8号采样点geo(226Ra)³5,极重度污染,面积占比8%;由于7~15号取样场地距离铀尾矿库相对较近,土壤受污染程度严重,导致1~6号采样点地质累积污染指数法评价结果低于7~15号.

表4 地质累积指数法和潜在生态风险指数法评价结果

表5 238U、226Ra评价结果面积权重计算

注:“-”表示238U评价结果中无极重度污染土壤.

潜在生态风险指数法评价结果表明:1~3、5~6号E(238U)在值介于40~80之间,属于中等生态危害,面积权重占比34%;4、7、11~15号采样点80£E(238U)<160,属于强生态危害,占总面积的42%,其余采样点160£E(238U)<320,属于很强生态危害,占总面积的24%.226Ra中等、强生态危害土壤面积占比分别为41%、43%,与238U相似;238U具有很强生态危害性土壤面积为226Ra的1.5倍;两种核素潜在生态风险评价指数(RI)表明,在1~3、5~6处采样点属于轻微生态危害,4、11~13、15处属于中等潜在生态危害,其余5处属于强潜在生态危害,对比单一核素潜在生态风险评价结果,强生态风险危害占比缩小,轻微、中等生态风险危害土壤面积占比增加,单一核素与多种核素潜在生态风险评价标准不同对评价结果存在一定影响.对比地质累积指数法和潜在生态风险指数法评价结果,研究区属重度-极重度污染、强生态风险危害土壤面积最广,1~6处采样点污染程度相对较低,7~15样品采集点污染程度较为严重,两种评价方法结论一致.

3 结论

3.1 某铀矿区周边土壤样品中238U、226Ra浓度398.04~5059.20, 427~4536Bq/kg为桂林背景值的7.57~96.18, 8.56~90.78倍,尾矿堆积废石含放射性核素238U、226Ra浓度高,土壤受污染严重.

3.2 在0.0~0.2, 0.2~0.4m土壤深度,238U、226Ra平均活度较高(2255.48, 1450.88, 2038.00, 1360.13Bq/ kg),不服从正态分布,活度水平分布特征相似,0.4~ 0.6m不服从正态分布,样本无异常值,活度梯度离散较大, 0.6~0.8和0.8~1.0m服从正态分布,样本无异常值,离散程度最低.

3.3 采用地质累积指数法、潜在生态风险指数法和面积权重计算1~6号采样点属于重度污染,土壤面积权重占41%,7~15号采样点属于重度-极重度污染,占总面积的59%;1~3、5~6号采样点属于中等生态危害,面积权重占比34%;4、7、11~15号采样点为强生态危害,占总面积的42%,其余采样点属于很强生态危害性,占总面积的24%,总体而言研究区属重度-极重度污染、强生态风险危害土壤面积最广.

[1] Sondès K. Re-examining uranium supply and demand: New insights [J]. Energy Policy, 2010,39(1):358-376.

[2] Boekhout A, Gérard M, Kanzari A, et al. Uranium migration and retention during weathering of a granitic waste rock pile [J]. Applied Geochemistry, 2015,58:123-135.

[3] Abdelouas A. Uranium mill tailings: Geochemistry, mineralogy, and environmental impact [J]. Elements (Quebec), 2006,2(6):335-341.

[4] 裴晶晶,胡 南,张 辉,等.铀尾矿中不同形态铀释放的影响因素及其相关性[J]. 中国环境科学, 2019,39(7):3073-3080. Pei J J, Hu N, Zhang H, et al. The influencing factors and correlation of different forms of uranium release in uranium tailings [J]. China Environmental Science, 2019,39(7):3073-3080.

[5] Melanie S, Bas V, Randy B, et al. Geochemical and mineralogical assessment of reactivity in a full-scale heterogeneous waste-rock pile [J]. Minerals Engineering, 2020:145,106089.

[6] Blackmore S, Vriens B, Sorensen M, et al. Microbial and geochemical controls on waste rock weathering and drainage quality [J]. The Science of the Total Environment, 2018:640-641,1004-1014.

[7] Michael C M, Carol J P, Masaki H, et al. Seasonal cycling and mass-loading of dissolved metals and sulfate discharging from an abandoned mine site in northern Canada [J]. Applied Geochemistry, 2014,41:176-188.

[8] 蒋经乾,李 玲,占凌之,等.某尾矿库周边水放射性分布特征及其评价[J]. 有色金属(冶炼部分), 2015,(11):60-63. Jiang J G, Li L, Zhan L Z, et al. Distribution characteristics and evaluation of radioactivity in water around a tailings pond [J]. Nonferrous Metals (Extractive Metallurgy), 2015,(11):60-63.

[9] 马盼军.某铀尾矿库周边土壤中核素U与重金属元素空间分布与污染评价研究[D]. 绵阳:西南科技大学, 2017. Ma P J. Spatial distribution and pollution evaluation of nuclide U and heavy metal elements in soil around a uranium tailings pond [D]. Mianyang: Southwest University of Science and Technology, 2017.

[10] 洪加标.某铀尾矿库周边环境土壤和地表水放射性水平测量与健康风险评价[D]. 南昌:东华理工大学, 2017. Hong J B. Radioactive level measurement and health risk assessment of soil and surface water surrounding a uranium tailings pond [D]. Nanchang:East China University of Technology, 2017.

[11] Hasan B, Murat S, Emre G K, et al. A case study on pollution and a human health risk assessment of heavy metals in agricultural soils around Sinop province, Turkey [J]. Chemosphere, 2020,241,125015.

[12] Marrugo-Negrete J, Pinedo-Hernández J, Díez S. Assessment of heavy metal pollution, spatial distribution and origin in agricultural soils along the Sinú River Basin, Colombia [J]. Environmental Research, 2017,154:380-388.

[13] Gevorg T, Lilit S, Olga B, et al. Origin identification and potential ecological risk assessment of potentially toxic inorganic elements in the topsoil of the city of Yerevan, Armenia [J]. Journal of Geochemical Exploration, 2016,167:1-11.

[14] 王漫漫.太湖流域典型河流重金属风险评估及来源解析[D]. 南京:南京大学, 2016. Wang M M. Risk assessment and source analysis of heavy metals in typical rivers in taihu Basin [D]. Nanjing:Nanjing University, 2016.

[15] GB12397-90 环境核辐射监测规定[S]. GB12397-90 Regulations for environmental nuclear radiation monitoring [S].

[16] 岳玉美,宋 刚,张志强,等.广州市北部土壤天然放射性水平研究[J]. 中国环境科学, 2011,31(4):657-661. Yue Y M, Song G, Zhang Z Q, et al. Study on the natural radioactivity level of soil in the north of Guangzhou [J]. China Environmental Science, 2011,31(4):657-661.

[17] Michalis T, Haralabos T, Stelios C, et al. Gamma-ray measurements of naturally occurring radioactive samples from Cyprus characteristic geological rocks [J]. Radiation Measurements, 2003,37(3):221-229.

[18] GB/T 13073-1991 岩石样品中226Ra的分析方法-射气法[S]. GB/T 13073-1991 Method for analysis of226Ra in rock samples - Emanation method [S].

[19] GB/T 11743-2013 土壤中放射性核素的γ能谱分析方法[S]. GB/T 11743-2013 Methods for energy spectrum analysis of radionuclides in soil [S].

[20] 马盼军,王 哲,易发成,等.某铀尾矿库周边土壤中铀元素的空间分布与污染评价[J]. 原子能科学技术, 2017,51(5):956-960. Ma P J, Wang Z, Yi F C, et al. Spatial distribution and pollution evaluation of uranium element in soil around a uranium tailings pond [J]. Atomic Energy Science and Technology, 2017,51(5):956-960.

[21] 梁 淼,李德鹏,路 波,等.辽东湾西北部海域表层沉积物重金属含量的空间分布特征与污染状况评价[J]. 海洋环境科学, 2019,38(6): 874-883. Liang M, Li D P, Lu B, et al. Spatial distribution characteristics and pollution Evaluation of heavy metal content in surface sediments in the northwest of Liaodong Bay [J]. Marine Environmental Science, 2019,38(6):874-883.

[22] 阿卜杜萨拉木·阿布都加帕尔,王宏卫,杨胜天,等.准东地区土壤重金属污染特征及来源分析[J]. 中国矿业, 2019,28(11):168-174. Abdougapal A, Wang H W, Yang S T, et al. Characteristics and source analysis of soil heavy metal pollution in Zhundong area [J]. China Mining Magazine, 2019,28(11):168-174.

[23] 杨名生.广西壮族自治区土壤中天然放射性核素含量调查研究[J]. 辐射防护, 1993,(4):299-302. Yang M S. Investigation on the content of natural radionuclides in soil in Guangxi Zhuang Autonomous Region [J]. Radiation Protection, 1993,(4):299-302.

[24] 全国环境天然放射性水平调查总结报告编写小组.全国土壤中天然放射性核素含量调查研究(1983~1990年) [J]. 辐射防护, 1992,(2): 122-142. National Team preparing a summary report on the survey of natural environmental radioactivity levels. A national survey on the content of natural radionuclides in Soil (1983~1990year) [J]. Radiation Protection, 1992,(2):122-142.

[25] Wang Z. Natural radiation environment in China [J]. International Congress Series, 2002,1225:39-46.

[26] Huang D, Du J, Deng B, et al. Distribution patterns of particle- reactive radionuclides in sediments off eastern Hainan Island, China: Implications for source and transport pathways [J]. Continental shelf research, 2013,57:10-17.

[27] 夏益华.核设施退役后土壤中容许剩余放射性水平和其他一些标准[J]. 辐射防护, 1994,(2):127-143. Xia Y H. The allowable residual radioactivity levels in the soil after decommissioning of nuclear facilities and other criteria [J]. Radiation Protection, 1994(2):127-143.

Distribution characteristics and pollution assessment of238U and226Ra in soils surrounding a uranium mining area.

JIANG Wen-bo1, GAO Bai1,2*, ZHANG Hai-yang1, LIN Cong-ye1, WANG Juan1, Yi Ling1

(1.School of Water Resources and Environmental Engineering, East China University of Technology, Nanchang 330013, China；2.State Key Laboratory Breeding Base of Nuclear Resources and Environment, East China University of Technology, Nanchang 330013, China)., 2021,41(4)：1799~1805

To determine the pollution intensity and range of the soil pollution source surrounding a uranium mining area, and quantify the pollution sources that need to be treated, we carried out a field investigation and statistical analysis of238U and226Ra activities in the soil layers of 0.0~0.2,0.2~0.4,0.4~0.6,0.6~0.8,0.8~1.0m around the uranium mine, and thereby determined the spatial distribution of radionuclide contamination and its effectiveness, as well as using226Ra/238U to reflect weathering degree. The results demonstrated that the highest concentrations of238U and226Ra were 813.44~5059.20 and 737~4536Bq/kg respectively at 0.0~0.2m soil depth. The concentrations of226Ra and238U decreased with the increase of depth, and the concentrations of238U and226Ra at the depth of 0.6~1.0m were still higher than the soil decontamination standard concentration (370Bq/kg) regulated by the United States Nuclear Regulatory Commission (NRC) on the residual radionuclides in the decommissioning of uranium mines and Hydrometallurgical facilities. Therefore, for the soil treatment in the study area, the needed treatment soil depth should not be less than 1m. The results of pollution assessment showed that in the study area, the soil area with severe to extremely severe pollution and strong ecological risk hazards accounted for the highest proportion; with the increase of the distance from uranium mining area, the pollution degree of226Ra and238U decreased, and the potential ecological risk decreased as well.

uranium tailings；238U；226Ra；distribution characteristics；pollution evaluation；soil

X825

A

1000-6923(2021)04-1799-07

蒋文波(1996-),男,安徽芜湖人,东华理工大学硕士研究生,主要从事土壤污染与防治研究.

2020-09-07

国家自然科学基金资助项目(41162007,41362011);江西省重点研发计划(2018ACG70023)

* 责任作者, 教授,gaobai@ecit.cn