微生物還原固化技術在鈾尾礦(渣)滲水污染防控中的應用

孫 娟，安毅夫，連國璽，高 揚，楊 冰

(中核第四研究設計工程有限公司，石家莊 050021)

鈾尾礦(渣)庫是硬巖鈾礦山生產中占地面積最大的放射性固體廢物處置設施，也是鈾礦冶系統主要放射性污染源項之一。目前，鈾尾礦(渣)多采用石灰中和后堆存處置，長期工程實踐中發現，由于石灰中和不完全、酸雨淋濾、氧化微生物活動等原因，使得鈾尾礦(渣)處置效果無法有效維持和長期穩定，出現了反酸現象，結果使得尾礦(渣)滲水中pH值進一步下降，放射性核素繼續溶出、濃度較高。我國硬巖鈾礦山在退役源項調查過程中，發現若干座尾礦(渣)庫滲水中污染物濃度較高，pH值一般為3～5，U天然濃度為0.5～5 mg/L，226Ra活度濃度約為1～3 Bq/L，無法滿足放射性廢水排放標準要求，其它重金屬亦有超標現象，需二次處理。

作為近年來研究較多的環境修復技術，微生物技術利用功能細菌，通過還原、礦化、累積、吸附等作用，使溶解態的金屬元素轉化為固定態，從而減少向環境中的遷移，實現固體廢物中金屬類污染物的穩定化。該技術在國內外非放射性金屬礦山廢渣污染排放控制方面取得了顯著成效[1-2]，證明了其對重金屬溶出抑制上原理可信、效果可行，是一種源頭污染防治、具有顯著優勢的處理技術。與重金屬相比，除自身放射性特征外，鈾礦物的賦存、開采、水冶等過程與金屬礦基本相同，即天然存在的還原沉積態經加工提取后獲得目標產品，二者產生的尾礦和尾渣的處置方式也基本類似，也同樣面臨滲水中污染物濃度升高的問題。因此，利用微生物技術進行污染源頭防控，為鈾尾礦(渣)庫滲水超標問題的徹底解決提供了新的思路。

1 鈾尾礦(渣)滲水排放及污染防治現狀

1.1 鈾尾礦(渣)的產生和處置

礦物中的鈾以鈾氧化物形式存在。我國鈾礦床具有規模小、品位低的顯著特點，硬巖鈾礦床多采用井下、露采等開采方式，礦山開拓工程量大，選冶處理礦石量大，導致鈾礦冶生產過程中的廢物產生種類多、數量大。

鈾尾礦和尾渣主要來源于鈾水冶過程。針對礦石特性差異，鈾水冶工藝可分為攪拌浸出、堆浸、原地爆破浸出、地浸等。其中，攪拌浸出產生的固體廢物為鈾尾礦，堆浸和原地爆破浸出產生的固體廢物為鈾尾渣。由于水冶工藝不同，鈾尾礦和尾渣在pH值、粒徑分布、含水率等方面均有較大差異，尾礦的數量也遠遠大于尾渣。典型鈾尾礦和鈾尾渣特征值列于表1，可以看到，尾渣粒度較粗、含水率較低，穩定性相對較好。

表1 典型鈾尾礦和鈾尾渣特征值Tab.1 Characteristic values of typical uranium tailings

鈾尾礦和尾渣通常建庫堆存，一般采取石灰中和方式，提升尾礦(渣)的pH值，降低鈾和其它污染物的溶出。尾礦在水冶工藝末端中和后濕式排放至尾礦庫內堆存，尾渣從堆浸池內倒出、中和攪拌后堆存至尾渣庫。

1.2 鈾尾礦(渣)滲水的產生和處理

鈾礦石采出地表后進行破碎、篩分，達到一定粒度要求后，采用酸、堿和氧化浸出，鈾被氧化成可溶的氧化態，提取目標金屬化合物。根據礦石加工特性，鈾礦石可分為酸法和堿法浸出，酸法浸出具有較強的化學活性，其產生的污染物種類和濃度均顯著大于堿法浸出，由于我國礦石品位較低、礦物種類繁多、性質復雜、選冶難度大，以酸法浸出工藝居多。

我國鈾尾礦(渣)庫的庫型以山谷型居多，一般灘面較大、庫底較深，庫址多位于南方多雨地區，降雨量大，尾礦(渣)滲水具有含鈾量相對較低、SO42-濃度較高的特點。某典型鈾尾礦(渣)庫滲水水質列于表2。

表2 某鈾礦山尾礦(渣)庫滲水水質一覽表Tab.2 Typical seepage water quality of uranium tailings

從表2可以看到，提取鈾元素后，尾礦(渣)中剩余鈾和其它物質，在雨水的淋濾和浸泡作用下，仍會出現反酸，使得滲水中鈾、錳、硫酸鹽等污染物濃度較高，超過排放標準，需經進一步廢水處理才可達標排放。

鈾尾礦(渣)庫滲水處理時以去除鈾鐳和其它特征非放污染物為主要目標。對于已經產生的鈾尾礦(渣)滲水，主要采取收集后化學沉淀法處理的方式，向滲水中添加某些化學物質(如石灰、氯化鋇等)，利用載帶或共沉淀的原理，使廢水中的放射性核素鈾鐳和其它金屬元素轉移并富集到沉淀物中，從而降低廢水中的核素和污染物濃度。除沉淀法外，國內采取吸附法處理的實踐也較為廣泛，多以軟錳礦吸附除鈾、重晶石吸附除鐳，處理效果也較好。

但是，從滲水水質的長期監測來看，石灰中和尾礦(渣)后仍存在反酸、鈾持續溶出的問題，水質不穩定的現象長期存在。針對尾礦(渣)庫滲水的處理方式也存在一定的問題和弊端，如沉淀法產渣量大、效果不穩定，吸附法去除效率低、選擇性弱、吸附劑需二次處置等。同時，由于庫內的反酸和鈾的溶出，導致尾礦(渣)庫成為一種重大的潛在放射性廢水源項，對地下水環境的影響亦不容忽視。

從環境管理角度來看，一方面，在當前技術體系下，尾礦(渣)庫廢水處理設施的長期存在，持續消耗人力、物力和財力，廢水處理設施的長期維護，也給鈾礦冶設施退役后的長期監護帶來了困境；另一方面，由于庫內滲水的水質、水量和持續時間難以估量，在人為操作失誤或不可抗力影響時，設施存在失效概率，將會造成廢水超標排放、污染環境的潛在風險，不僅留下了環境安全隱患，也不利于輻射安全監管。因此，鈾尾礦(渣)庫滲水治理亟待引入新思路和新技術。

2 微生物還原固化技術在鈾尾礦(渣)滲水污染防治中的適用性分析

鈾是變價元素，在自然界中存在易溶解的六價和不易溶解的四價兩種穩定價態。在氧化環境中，鈾主要呈六價形式存在，具有很強的遷移能力；在還原環境中，鈾以四價形式形成相對穩定的化合物，賦存于巖石、礦石中，遷移能力較低。當氧化還原條件改變時，鈾會發生價態和遷移性能的轉變。

2.1 鈾的微生物還原固化機理

微生物對鈾的還原作用是相關研究中提及的最多的鈾的生物轉化形式[3]，該作用發現于20世紀60年代[4]，但其效果及機理的大規模研究始于20世紀90年代[5]，此后國內外在近三十年間開展了多項研究，證明了包括脫硫弧菌Desulfovibrio和desulfuricans[6]、地桿菌Geobactermetallireducens GS-15、希瓦氏菌Shewanella[5]、梭菌Clostridium[7]、熱土桿菌Thermoterrabacteriumferrireducens[8]、粘細菌Anaeromyxobacterdehalogenans[9]等無論是來自于地下水[10]、受污染土壤[11]甚至未受鈾污染的厭氧活性污泥[12]的微生物，都能夠能使U(VI)還原固定成U(Ⅳ)，對鈾污染都具有良好的修復效果。

微生物以U(VI)為電子受體，通過多種代謝作用分解有機物獲得兩個電子，并將電子轉移至U(VI)，使其變化為四價還原態固定下來[3]，而微生物在這個過程中獲取生長的能量，反應過程大致為：

UO22++2e-=UO2(S)(GO′=-43.2 kJmol-1)

在此過程中，微生物如何將電子進行轉移是一個重要過程和機制，但這種機制至今仍存在爭議。由于自然界中的鈾濃度一般較低，而諸多不同類型的微生物都能夠發生U(VI)的生物還原，表明生物體內并未進化出專門的鈾代謝途徑和代謝酶，而有可能通過多種代謝途徑、在適宜的條件下發生酶促還原[13]，包括：1)外膜色素細胞的還原和沉淀；2)含細胞色素的菌毛；3)細胞分泌的核黃素(FMN)；4)細胞周質酶(兩層細胞膜之間)；5)細胞內硫氧還原蛋白。

2.2 微生物還原固定鈾的影響因素

2.2.1還原反應速率和還原效果的影響因素

鈾的微生物還原常用菌種包括硫酸鹽還原菌、鐵還原菌等，微生物還原的反應速率、還原效果依賴于許多環境因素，包括鈾濃度、溫度、pH值、共存離子(硫酸鹽、硝酸鹽、鈣鐵離子等)、碳酸氫鹽濃度等。

鈾既有重金屬的生物毒性又有放射性毒性，對微生物而言過高濃度的鈾會對其產生毒害作用。當鈾濃度低于15 mg/L時，硫酸鹽還原菌的鈾去除率最大，可達91.5%；超過85 mg/L后菌體的還原量與去除率接近零[14]。不同微生物對鈾的耐受能力不同，而且生存在高放射性環境的微生物也存在較強的抗性，南非林波波省某礦山土壤中鈾的檢測濃度為168 mg/kg，從土壤中分離出的還原性功能菌對鈾的耐受性很強，在24 h內濃度為200 mg/L的鈾可以完全去除，濃度為400 mg/L的鈾去除率可達88%[15]。因此，從污染區域的土著微生物群落中篩選功能菌株，使其具有更高的鈾耐受性，是提高微生物技術應用成效的重要途徑。

溫度會影響微生物的代謝活性，其功能發揮一般集中在某一特定溫度范圍內，當溫度從20 ℃升高到30 ℃時，還原性功能菌對U(Ⅵ)的還原速率會顯著提高；在10 ℃以下，微生物的活性較差U(Ⅵ)的還原速率也較低，而且當溫度過高時會造成微生物不可逆的損傷[16]。

pH值一方面影響微生物的生長，另一方面對還原動力學具有顯著影響。易正戟等[17]采用硫酸鹽還原菌處理地浸含鈾廢水中的鈾，結果表明，在pH值從2.0提高到6.0時鈾去除率可從12.9%增加至99.4%，但對于脫硫螺菌Desulfosporosinus等微生物，其還原鈾的最佳pH值在4左右[18]。

碳酸氫鹽會與鈾(VI)形成絡合離子，這種碳酸鈾酰絡合物較為穩定且生物可利用性差[22]，可能會降低鈾的生物還原效果[23]，但也存在與這種理論相矛盾的驗證結果[24]，可能與具體的環境條件或微生物種類有關，具體機制還需要進一步探索。

2.2.2還原穩定性的影響因素

微生物還原鈾的效果持續性和穩定性，與產物鈾的化合物類型以及環境因素有關。

不同氧化還原條件下，鈾的微生物還原產物形態也不完全相同。從過程來看，一般認為鈾U(VI)轉變為U(Ⅳ)是直接發生兩個電子的轉移，但也有研究表明，通過短壽命的中間產物U(Ⅴ)的歧化和水解作用，也可能是還原的路徑之一[25-26]。這種中間狀態的差異，也有可能導致了還原產物的不同[3]。目前已知的鈾還原產物多數為瀝青鈾礦(UO2)[5]，另外還包括無定形單核U(Ⅳ)[27]或與羧基、磷酸根形成的U(Ⅳ)配合物[28]。鈾的還原產物對修復效果的長期穩定性有重要影響，瀝青鈾礦由于晶體結構較為穩定，不易被再氧化，而后兩者都容易被再氧化，U(Ⅳ)存在重新轉化為遷移性較強的U(VI)的可能[29]。對鈾的微生物還原產物造成影響的因素包括生物類別(革蘭氏陰性菌和陽性菌[30])、微生物培養環境(培養基為簡單底物還是復雜底物[31])、體系中是否存在磷酸鹽配合體[32]等，通過控制這些因素，能夠加強鈾的微生物還原效果的持續性和穩定性。還原后的U(IV)穩定性所受的環境影響因素較多，溶解氧是重要一項。雖然在有氧氣存在的情況下，生物還原的鈾會在很短的時間內(幾小時或者幾天)被迅速氧化[33]，對修復結果的長期穩定不利，但在有少量氧氣存在的情況下(通常是一種缺氧環境)，U(VI)的微生物還原也可以進行[34-35]，受到的影響主要是修復效率和穩定性的降低。

2.3 微生物還原固定鈾的實踐

鈾污染場地的原位微生物修復是指通過向污染場地或地下水中注入電子供體，激活區域內具有還原功能微生物的活性，或直接注入具有功能性的微生物體系，以實現鈾的原位還原。從本質來講，原位修復是創造了一個氧化還原電位和中性pH值的環境，使鈾在微生物還原作用下，形成多種化合物，降低了遷移特性[36]。目前，微生物還原固定鈾的小試實驗較多，中試級別的場地試驗相對較少，尚未有工程實踐案例。

美國能源部科羅拉多州Rifle場址地下水受到鈾尾礦滲水污染，2002年Anderson等[37]向受部分污染地下水區域注入醋酸鹽作為電子供體，通過示蹤劑觀測，在50天內，地下水中的U(VI)濃度由0.4～1.4 μM降低至0.18 μM的標準限值之下；2007年Williams等[38]在該場址試驗發現，雖然U(VI)是以難以還原的鈾鈣碳酸鹽化合物存在，但注入醋酸后，地下水中的鈾濃度仍可以由1～1.5 μM降低至0.05～0.1 μM。在確保地下水中醋酸鹽濃度大于10 mM的條件下，鈾的低濃度能在較長時間內維持；該場地的生物群落檢測發現，在醋酸注入前，地下水中的微生物多樣性較為豐富；而試驗結束時，具有潛在鈾還原功能的地桿菌Geobacter占據了群落主導地位[39]，證明了微生物在鈾的還原固定過程中起重要作用。試驗采用充注氮氣的方式去除地下水中的溶解氧，保證了微生物的還原功能的發揮。

在美國超級基金資助下，斯坦福大學和橡樹嶺國家實驗室Wei-Min Wu等[40-41]在美國能源部田納西州橡樹嶺綜合試驗基地進行了半工業規模的鈾污染微生物原位修復，利用乙醇為電子供體，使地下水中鈾濃度從40～60 mg·L-1降至0.03 mg·L-1以下，還原的U(Ⅳ)主要以U(Ⅳ)-Fe復合物的形態存在，超過95%的鈾都與沉積物相結合；Gihring等[42]向場地注入乳化植物油EVO為電子供體，使地下水中的U(VI)濃度從3.8～9.1 μM減少到小于1 μM。注入電子供體后，地下水中已知的具有鈾還原能力的脫硫弧菌、地桿菌、厭氧桿菌等生物豐度均有所增加。該場地通過間隔注入乙醇和增加、去除溶解氧的試驗方案，觀察了反應區內還原態的鈾穩定性和微生物效果的持續性。

美國能源部Hanford場址也是一處地下水受鈾污染的場地，U(VI)在地下水中以穩定的碳酸鈾酰配合物形式存在。Ahmed等[43]利用該場址沉積物進行的柱實驗表明，通過添加乳酸鹽、富馬酸鹽等電子供體后，可以使沉積物中80%～85%的U(VI)固定。

A.Abdelouas等[44]利用兩種土著反硝化細菌、一種硫酸鹽還原菌，以乙醇為電子供體還原地下水中的U(VI)，U(VI)的含量由最初的0.25-235 mg/L降低至小于1μg/L，沉淀下來的U(VI)以晶質鈾礦的形式附著在細菌周圍。GuBaohua等[45]利用柱實驗來模擬原位鈾污染土壤的修復，試驗分為三個部分：一是移除土壤中的硝酸鹽和鋁；二是建立一個有利于微生物還原的中性環境；三是微生物還原鈾。試驗用乙醇為電子供體，在試驗初始的一個月，由于沒有加入濃縮細菌溶液，乙醇沒有被利用，U(VI)濃度也沒有下降，沒有觀察到U(IV)的產生。隨著濃縮細菌溶液的加入，乙醇和U(VI)開始快速降低，說明微生物的加入，發生了U(VI)的還原。周泉宇等[46]利用硫酸鹽還原菌開展了酸法地浸采鈾地下水的柱實驗研究，結果表明硫酸鹽還原菌可以有效去除地浸采鈾地下水中的污染物，鈾去除率可達94.5%，硫酸根去除率達75.3%，原呈酸性的地下水修復后pH可接近中性。

從國內外研究現狀也可以看到，微生物還原技術在鈾污染的地下水、廢水、土壤治理中成效顯著。雖然目前鈾尾礦(渣)的微生物治理研究尚不多見，但從作用機理來看，微生物對鈾的生物還原作用可使鈾尾礦(渣)中被氧化的、溶解態的鈾轉變為還原態沉積并固定下來(以類似于晶質鈾礦或瀝青鈾礦的形態存在)，不再被持續淋溶并向滲水中遷移，通過治理尾礦(渣)而減少滲水中的污染物濃度；此外，沉積態的鈾顆粒物和不斷繁殖的微生物對尾礦(渣)能夠起到包裹和充填作用，使尾礦(渣)的孔隙率不斷降低，減少滲水產生量，達到減量并提質的雙重作用，該技術在鈾尾渣的污染防控中具有適用性和可行性。

3 技術應用前景與展望

3.1 應用前景

受限于石灰中和等常規處置技術自身的缺陷，我國鈾尾礦(渣)庫的退役治理存在滲水處理的技術難題，一定程度上影響退役治理的完整性和有效性。在當前我國南方硬巖大范圍停產待退役的狀態下，新的源頭污染控制技術的突破，是必要而急迫的。長遠來看，國家對鈾礦山污染治理要求將會持續大幅提高，遺留的百余座尾礦(渣)庫、廢石場面臨退役及后續長期監護。另外還存在部分污染工業場地、污染地下水等潛在治理源項，微生物還原固化技術對放射性鈾等污染物的治理均存在適用性和可行性。同時，微生物還原固定技術無需使用化學藥劑，具有顯著的處理成本低、無二次污染的優勢，在維持良好的生長條件時，微生物具有良好的自我繁殖能力，其對金屬的修復效果可持續，能夠從源頭上解決了污染物的溶出問題，因此，該技術的在鈾尾礦(渣)滲水的污染防控中具有廣闊的應用前景。

3.2 技術展望

從國內外研究現狀來看，微生物對鈾污染土壤、地下水和廢水治理和修復的研究較多，實驗室級別的小試取得了較多成功，但由于微生物受環境條件影響較大，無論是直接應用于放射性尾礦(渣)庫，還是規模化的中試試驗和工程驗證相對較少，工程技術基礎尚未成熟。因此，在加快該項技術研發的同時，從技術研究方向和成果轉化角度出發，還需注意以下兩方面的難點：

(1)維持微生物修復效果的長期穩定性

微生物在自然環境中雖諸多存在，但各類菌群都有自身生長的適宜條件，對于本項技術潛在的功能微生物來說，投放到環境中后，不僅受到溫度、濕度、含氧量、養分等影響，還會與土著菌種相互抑制或共生發展，這些都會對其功能的發揮產生影響，進而影響到修復效果的長期穩定性。對于此問題的解決，除在功能微生物篩選和培養時進行不斷馴化外，還需考慮與土著微生物的調配，并在實際環境中進行動態觀測和培養基質的改良，以保障微生物還原固化效果達到預期設計目標。此外，采用緩釋型固定化載體，使微生物高度密集并為其提供持續的營養，也是使其效果維持的一種重要方式。

(2)優化微生物技術工程化應用方案

技術研發的最終目標是工程轉化，由于治理鈾尾礦(渣)庫等對象規模巨大，所需微生物菌劑量也相應提高，同時，也為了盡可能避免開放環境下各類因素變化對治理效果的影響，微生物技術的工程化應用就需要解決大規模培養、精準注入工程技術、厭氧條件構建、修復效果維持等工程化問題，在技術經濟可行性前提下，確定最佳工程化治理技術方案。