一种离子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法

摘要

本发明涉及稀土矿放射性废渣浸出领域，公开了一种离子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法，首先对废渣多次浸出之后得到的滤渣进行焙烧，加入高浓度的酸对其进行浸出，然后将浸出液和洗水滤液加入至第一浸出渣中用于浸出，最后第二浸出液的pH用废渣调节。本发明发现，盐酸浸出废渣的效果最优，钍和稀土的浸出率随着盐酸浓度的先增高后降低；在综合考虑浸出率和浸出液中的稀土离子的浓度后，得到液固比为10是较优的浸出液固比值；采用废渣的逐步浸出工艺，提升废渣中的稀土与钍的浸出率和酸的使用率。

权利要求

1.一种离子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法，其特征在于：包括以下步骤：步骤1：称取离子型稀土矿废渣加浸出剂进行浸出，得到第一浸出液和第一浸出渣,第一浸出液用于回收有价元素；

步骤2：往得到的第一浸出渣中加入浸出剂，控制浸出反应后的酸度值为0.5mol/L，得到第二浸出液和第二浸出渣，第二浸出液返回上一级；

步骤3：水洗第二浸出渣得到第一滤液与第一滤渣，并将第一滤渣进行煅烧；

步骤4：向煅烧后的第一滤渣中加入6mol/L的浸出剂进行浸出，得到第三浸出液与第三浸出渣；

步骤5：水洗第三浸出渣得到第二滤液与第二滤渣，第二滤渣弃去，并收集第一滤液、第三浸出液、第二滤液形成回收液，继续投入到步骤2中使用；

步骤6：当浸出为规模化作业时，浸出过程为循环步骤1至步骤5，不同之处在于：循环步骤1时，步骤1中的添加浸出剂需被步骤2中的第二浸出液替代；循环步骤2时，步骤2中的添加浸出剂需被步骤3中的第一滤液、步骤4中的第三浸出液和步骤5中的第二滤液替代；

其中,所述浸出剂为硝酸、盐酸与硫酸中的任意一种；

其中，所述离子型稀土矿废渣和浸出剂的液固比为5‑30。

2.根据权利要求1所述的废渣的逐步浸出方法，其特征在于：所述步骤1的浸出液pH控制为3或5.5。

3.根据权利要求1所述的废渣的逐步浸出方法，其特征在于：所述步骤2中的浸出液的酸度为0.5mol/L。

4.根据权利要求1所述的废渣的逐步浸出方法，其特征在于：废渣中酸无法浸出的组分，进行煅烧后浸出。

5.根据权利要求1所述的废渣的逐步浸出方法，其特征在于：所述离子型稀土矿废渣为除杂渣、酸溶渣或中和渣中的一种或多种。

说明书

一种离子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法

技术领域

[0001] 本发明涉及稀土矿放射性废渣浸出领域，特别提供了一种离子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法。

背景技术

[0002] 离子型稀土矿具有稀土元素配分全、易开采等优点，为世界稀土工业的发展和稀土在高科技领域的应用做出了巨大贡献。然而，在离子型稀土矿采矿、冶炼和稀土分离过程
中，放射性元素(钍、铀、镭，主要是钍)会被转移、富集和扩散。在生产实践中，为了减少放射
性元素和杂质的影响，会在除杂、酸溶、废水中和等过程中，会尽可能的将其转移至渣中，从
而产生了含有放射性元素的除杂渣、酸溶渣和中和渣，统称为离子型稀土矿放射性废渣。当
前，由于这些废渣没有明确的出路，只能存放在稀土冶炼分离企业建的渣库中，许多渣库的
储蓄能力已接近饱和，抵御自然灾害的能力弱，存在安全隐患。为了保证生产人员和公共环
境的安全，迫切需要对废渣进行有效的处置，即采用湿法冶金的方式将放射性元素从废渣
中分离出来，减少放射源的体积。除了放射性元素外，废渣中的稀土浓度亦十分可观，远高
于原矿石中的稀土元素浓度，对其进行回收，可获得可观的效益。

[0003] 王等曾简要的报道稀土废渣的浸出实验，对比了6mol/L的盐酸、硫酸、硝酸浸出效果和对比了废渣经过煅烧(600℃)与未煅烧的浸出率。实验结果表明，盐酸浸出效果最优；
废渣经过煅烧后，渣中的稀土和钍的浸出率都有所提高。但从浸出酸的浓度和焙烧温度来
看，王的浸出过程过于简单以至于浸出是不够绿色节能。我司对废渣的组成进行进一步地
分析，发现废渣中含有易溶于酸的氢氧化物和碳酸盐。若直接用高浓度的酸浸出废渣，浸出
液会剩余大量未反应的酸，在后续从浸出液中回收有价金属时，需要用碱进行中和，化学试
剂消耗量大。直接对废渣进行高温煅烧，然后再用酸浸出的方式同样不可取，因为废渣中含
有易浸出组分，直接煅烧，一方面，需要处理废渣的体积大，浪费能耗，另一方面，煅烧还会
使易浸出的组分转变得难以浸出。由于废渣在渣库中被混合堆放，难以对它们进行分类处
理，为了使所研究的工艺具有更广的使用性，分别取等质量的除杂渣、酸溶渣和中和渣充分
混合后模拟渣库中的废渣用于研究废渣的回收。

发明内容

[0004] 为了解决现有技术的问题，本发明提供了一种子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法。

[0005] 本发明的技术方案如下：

[0006] 一种离子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法，包括以下步骤：

[0007] 步骤1：称取离子型稀土矿废渣加浸出剂进行浸出，得到第一浸出液和第一浸出渣,第一浸出液用于回收有价元素；

[0008] 步骤2：往得到的第一浸出渣中加入浸出剂，控制浸出反应后的酸度值为0.5mol/L，得到第二浸出液和第二浸出渣，第二浸出液返回上一级；

[0009] 步骤3：水洗第二浸出渣得到第一滤液与第一滤渣，并将第一滤渣进行煅烧；

[0010] 步骤4：向煅烧后的第一滤渣中加入6mol/L的浸出剂进行浸出，得到第三浸出液与第三浸出渣；

[0011] 步骤5：水洗第三浸出渣得到第二滤液与第二滤渣，第二滤渣弃去，并收集第一滤液、第三浸出液、第二滤液形成回收液，继续投入到步骤2中使用；

[0012] 步骤6：当浸出为规模化作业时，浸出过程为循环步骤1至步骤5，不同之处在于：循环步骤1时，步骤1中的填加浸出剂需被步骤2中的第二浸出液替代；循环步骤2时，步骤2中
的填加浸出剂需被步骤3中的第一滤液、步骤4中的第三浸出液和步骤5中的第二滤液替代。

[0013] 进一步地，所述步骤1的浸出液pH控制为3或5.5。

[0014] 进一步地，所述浸出剂为硝酸、盐酸与硫酸中的任意一种。

[0015] 进一步地，所述离子型稀土矿废渣和浸出剂的液固比为5‑30。

[0016] 进一步地，所述步骤2中的浸出液的酸度为0.5mol/L。

[0017] 进一步地，废渣中酸无法浸出的组分，进行煅烧后浸出。

[0018] 进一步地，所述离子型稀土矿废渣为除杂渣、酸溶渣或中和渣中的一种或多种。

[0019] 本发明的有益效果至少包括：本发明发现，在废渣的浸出过程中，钍元素也会随着稀土元素一同被浸出，本发明提供的逐步浸出方法，大大的提高了稀土的浸出率与酸的利
用率，利用盐酸浸出废渣的效果最优，在综合考虑浸出率和浸出液中的稀土离子的浓度后，
得到液固比为10是较优的浸出液固比值，选用浓度0.5‑2mol/L的盐酸作为浸出剂，对废渣
进行浸出，钍和稀土的浸出率也随之增加；采用废渣的逐步浸出工艺，提升废渣中的稀土与
钍的浸出率。

附图说明

[0020] 图1为本发明的逐步浸出工艺流程图。

[0021] 图2为本发明的废渣的XRD衍射图。

[0022] 图3为本发明的废渣的表面形貌图。

[0023] 图4为本发明的液固比对废渣浸出的影响的示意图。

[0024] 图5为本发明的盐酸浓度对浸出的影响的示意图。

具体实施方式

[0025] 下面对本发明实施例中的技术方案进行清楚、完整地描述，显然，所描述的实施例仅是本发明一部分实施例，而不是全部的实施例。基于本发明中的实施例，本领域普通技术
人员在没有做出创造性劳动前提下所获得的所有其他实施例，都属于本发明保护的范围。

[0026] 结合图1，本发明提供了一种离子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法，包括以下步骤：

[0027] 步骤1：称取离子型稀土矿废渣加浸出剂进行浸出，得到第一浸出液和第一浸出渣,第一浸出液用于回收有价元素；

[0028] 步骤2：往得到的第一浸出渣中加入浸出剂，控制浸出反应后的酸度值为0.5mol/L，得到第二浸出液和第二浸出渣，第二浸出液返回上一级；

[0029] 步骤3：水洗第二浸出渣得到第一滤液与第一滤渣，并将第一滤渣进行煅烧；

[0030] 步骤4：向煅烧后的第一滤渣中加入6mol/L的浸出剂进行浸出，得到第三浸出液与第三浸出渣；

[0031] 步骤5：水洗第三浸出渣得到第二滤液与第二滤渣，第二滤渣弃去，并收集第一滤液、第三浸出液、第二滤液形成回收液，继续投入到步骤2中使用。

[0032] 步骤6：当浸出为规模化作业时，浸出过程为循环步骤1至步骤5，不同之处在于：循环步骤1时，步骤1中的填加浸出剂需被步骤2中的第二浸出液替代；循环步骤2时，步骤2中
的填加浸出剂需被步骤3中的第一滤液、步骤4中的第三浸出液和步骤5中的第二滤液替代。

[0033] 下面结合具体实施例，进一步阐述本发明。应理解，这些实施例仅用于说明本发明而不用于限制本发明的范围。此外，应理解，在阅读了本发明所记载的内容之后，本领域技
术人员可以对本发明作各种改动或修改，这些等价形式同样落于本发明所限定的范围。

[0034] 1.实验过程

[0035] 1.1废渣的表征

[0036] 废渣中的主要元素化学组成通过X射线荧光光谱仪(XRF,Panalytical AxiosMAX)测得，测试样品的制样方式采用的是压片法，具体为称取4克相应的渣，和适量的硼酸钠在
压片机上压片。

[0037] 废渣中主要元素的浓度通过充分溶解废渣后，用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP‑OES,Horiba Ultima 2)测得，具体操作为称取0.4克的相应的渣和2克氢氧化钠置于
镍坩埚中，充分混合后在马弗炉中以450℃加热40分钟，待碱转化后的渣冷至室温后用250
毫升0.5mol/L的硝酸溶解，然后用ICP‑OES分析浸出液中元素的浓度。

[0038] 废渣的矿物相组成由X射线衍射仪(BRUKER company,Germany)测得，扫描速度为10°/min。废渣的表面形貌和微区分析由扫描电子显微镜‑能谱分析仪(SEM,Thermo 
scientific Apreo SEMs)获得。

[0039] 1.2渣的浸出实验

[0040] 由于大部分稀土生产企业缺乏对稀土废渣分类堆放处置的重视程度不足，导致稀土废渣混合堆放在废物厂库中，难以对其进行分类处置。为了使所研究的工艺能有更宽的
适用范围，取等质量的3种废渣(除杂渣、酸溶渣、中和渣)充分混匀后模拟废物厂库种的稀
土废渣，用于浸出实验的探究。

[0041] 浸出实验在离心管中进行，称取实验所需质量的渣和量取一定体积的浸出液于离心管中，后置于机械恒温振荡器以设定的温度、300转/分钟的震荡速度震荡一定的实验设
定的时间。

[0042] 震荡完成后，离心管中的浸出液用注射器过滤器(孔径为0.45微米)过滤分离，浸出液中的元素浓度由ICP测得。

[0043] 浸出液的酸度通过酸碱滴定或数字pH计(Mettler‑Toledo FiveEasy Plus FE28)确定。

[0044] 浸出率定义为：

[0045]

[0046] 其中，[Ma]浸出液中元素a的浓度，V是浸出液的体积，m是浸出渣的质量，Wa是废渣中a的含量。

[0047] 为了验证逐步浸出的效果，进行了分布浸出废渣的实验模拟，具体操作过程如下：

[0048] 步骤1：称取50g的废渣置于1000ml的烧杯中，加入500ml1mol/L的盐酸，机械搅拌反应2小时；

[0049] 步骤2：过滤分离上一步骤中的浸出液和残渣，弃去浸出液，残渣用200ml的去离子水缓慢冲洗，洗液留用，洗后残渣进入下一步骤；

[0050] 步骤3：将上一步骤中冲洗后的残渣置于马弗炉中，在950℃下煅烧4小时；

[0051] 步骤4：将上一步骤中煅烧后的残渣用30ml的去离子水调成浆，然后向浆中加入70ml6mol/L的盐酸，搅拌反应2小时；

[0052] 步骤5：过滤分离上一步骤中的浸出液与残渣，浸出液留用，残渣用180ml的去离子水冲洗，洗液留用，水洗后残渣弃去；

[0053] 步骤6：再次称取废渣50g置于1000ml的烧杯中，将步骤2洗液、步骤5中的浸出液和步骤5中的洗液加入到第2份废渣中，搅拌反应2小时；

[0054] 步骤7：重复步骤2；

[0055] 步骤8：重复步骤3；

[0056] 步骤9：重复步骤4；

[0057] 步骤10：重复步骤5；

[0058] 步骤11：第三次称取废渣50g置于1000ml的烧杯中，将步骤7洗液、步骤9中的浸出液和步骤10中的洗液加入到第3份废渣中，搅拌反应2小时；

[0059] 步骤12：过滤分离上一步骤中的浸出液和残渣，浸出液中的金属离子的浓度由ICP‑OES测得，用于计算浸出率。

[0060] 1.3萃取过程

[0061] 实验有机相的配制方法是将CA‑12用磺化煤油稀释到实验所需的浓度。萃取实验中，将等体积的有机相和水相在离心管中混合，并使用机械恒温振荡器在室温下以300rpm
摇动30分钟。有机相和水相的分离通过静置分相或用离心机以2000rpm的速度离心4分钟。
有机相中的金属离子浓度通过物质平衡计算得到。萃取率(E)，分配比(D)，反萃率(S)，分离
因子(β)定义如下：

[0062]

[0063]

[0064]

[0065]

[0066] 其中[M]i和[M]a分别水相中金属离子的初始浓度和反应平衡后的浓度，Vo和Va分别是有机相和水相的体积，D1和D2分别是金属1和2的分配比，[M]o,i是负载有机相中金属
的初始浓度。

[0067] 2结果和讨论

[0068] 2.1废渣的表征

[0069] 用XRF测定了离子型稀土矿废渣中的主要化学成分，结果以氧化物的形式呈现，列于表1中。从表中可以发现，稀土生产过程中不同阶段产生的废渣所含的化学成分浓度存在
明显差异。例如,在除杂残,铝是最主要元素，占55.42wt.％，其次是硫、稀土和硅；在酸溶渣
中，铁和硅是最主要的元素，占49.97wt.％，其次是稀土、钡、硫和铝；在中和渣中，钙为最主
要的元素，占49.97wt.％，其次是稀土、氯、硅、铁和铝。稀土元素在除杂渣、酸溶渣和中和渣
中浓度分别为6.53wt.％,14.57wt.％和17.35wt.％。废渣中单一稀土的浓度由ICP‑OES测
得，列于表2中。需要特别指出的是，废渣中各组分含量的占比和稀土元素浓度的会随着矿
区和生产过程中操作的变化而变化，但总体规律差异不大，废渣中的稀土浓度都会远高于
离子型稀土原矿。

[0070] 表1离子型稀土矿废渣中主要的化学组成(wt.％)

[0071]

[0072] 表2废渣中单一稀土元素的浓度(mg/L)

[0073]   除杂渣 酸溶渣 中和渣La 6.68±0.34 39.83±1.69 28.26±0.31
Ce 1.97±0.09 10.70±0.36 1.14±0.06
Pr 3.73±0.14 1.67±0.07 0.90±0.02
Nd 16.22±0.80 4.66±0.16 2.25±0.03
Sm 5.25±0.22 1.90±0.04 1.76±0.02
Eu 0.62±0.04 0.13±0.03 0.21±0.01
Gd 4.31±0.14 1.43±0.03 1.95±0.01
Tb 2.33±0.19 5.71±0.21 2.71±0.07
Dy 2.68±0.16 1.02±0.03 0.26±0.04
Ho 1.04±0.04 2.58±0.09 2.26±0.04
Er 3.29±0.07 6.17±0.29 2.09±0.07
Tm 2.33±0.19 5.71±0.21 2.71±0.07
Yb 4.86±0.28 4.81±0.19 1.93±0.04
Lu 0.70±0.03 1.39±0.03 0.20±0.01
Y 19.53±0.70 27.39±0.50 57.98±0.03

[0074] 废渣的XRD衍射图如图2所示。无法通过废渣的XRD衍射图分析废渣中的矿物种类，因为废渣的组成复杂，含有的元素种类多，以至于XRD的衍射峰重叠。但废渣中的化合物种
类可以通过废渣的产生过程和XRF的结果大致的推导出。除杂渣是用碱性物质(碳酸氢铵、
碳酸铵、氨水)调节离子型稀土矿的浸出液酸度后产生的沉淀，故可以推测出除杂渣中主要
成分是氢氧化物和碳酸盐以及部分共沉淀的硫酸盐。酸溶渣是盐酸优溶的碳酸稀土或稀土
氧化物的过程中产生的渣，该渣的组成较为复杂，若原料是碳酸盐，则渣中主要是一些碳酸
盐和氢氧化物，若渣是稀土氧化物，则渣中可能含有氧化物、氢氧化物和复和盐。中和渣是
用熟石灰中和酸性废水或矿山尾水所产生的渣，可能含有氢氧化物和草酸盐。

[0075] 废渣的表面形貌如图3所示(放大倍数为10000)。从图中可以看出，三种渣的表面形貌不同，除杂渣的团聚程度大于中和渣大于酸溶渣。

[0076] 2.2渣的浸出实验

[0077] 王等曾简要的报道稀土废渣的浸出实验，对比了6mol/L的盐酸、硫酸、硝酸浸出效果和对比了废渣经过煅烧(600℃)与未煅烧的浸出率。实验结果表明，盐酸浸出效果最优；
废渣经过煅烧后，渣中的稀土和钍的浸出率都有所提高。但从浸出酸的浓度和焙烧温度来
看，王的浸出过程过于简单以至于浸出是不够绿色节能。上一小节对废渣的组成进行了分
析，发现废渣中含有易溶于酸的氢氧化物和碳酸盐。若直接用高浓度的酸浸出废渣，浸出液
会剩余大量未反应的酸，在后续从浸出液中回收有价金属时，需要用碱进行中和，化学试剂
消耗量大。直接对废渣进行高温煅烧，然后再用酸浸出的方式同样不可取，因为废渣中含有
易浸出组分，直接煅烧，一方面，需要处理废渣的体积大，浪费能耗，另一方面，煅烧还会使
易浸出的组分转变得难以浸出。由于废渣在渣库中被混合堆放，难以对它们进行分类处理，
为了使所研究的工艺具有更广的使用性，分别取等质量的除杂渣、酸溶渣和中和渣充分混
合后模拟渣库中的废渣用于研究废渣的回收。

[0078] 2.2.1无机酸对浸出的影响

[0079] 用无机酸将有价元素从固体废弃物中转移至液相是较为廉价、易操作、被采用最广泛的方法。为了选择合适的浸出剂，开展了三种常用的无机酸(盐酸、硝酸、硫酸)以液固
比为10在0.5mol/L、1mol/L和2mol/L三种浓度下对废渣浸出的对比实验，浸出结果如表3
中。在浸出液酸度相同的情况下，对稀土元素的浸出能力的大小顺序为硝酸＞盐酸＞硫酸；
对钍的浸出能力大小顺序为硫酸>盐酸>硝酸。硫酸对稀土元素浸出率低的原因可能是因为
渣中含有大量的钙会与浸出液中的硫酸根形成硫酸钙沉淀，稀土元素会与之形成共沉淀。
由于废渣中的钍的浓度相对较低，在对废渣浸出时，应主要考虑废渣中稀土元素的浸出率。
从这一点上看，似乎硝酸是最优的浸出酸，但是使用硝酸作为浸出酸，存在例如费用高、硝
酸根离子难处理和腐蚀性强等不足。在稀土工业的实际生产过程中，更倾向与使用盐酸作
为浸出剂，因为它在价格和腐蚀性上较硝酸更具优势，废水也相对较易处理。因此，在后续
的实验中，选择盐酸作为废渣的浸出剂。

[0080] 表3无机酸对废渣的浸出率

[0081]

[0082] 2.2.2液固比对浸出的影响

[0083] 液固比是浸出的一个重要影响因素，它与目标金属离子的浸出率和浸出液中金属离子的浓度密切相关。液固比的增加，会使浸出体系的流动性增加，从而降低浸出体系的粘
度和扩散阻力。另外，液固比的增加，也会使固相颗粒在浸出体系中的分散程度增加，从而
增加固相颗粒在液相中的表面积，能促进浸出。但液固比增大的同时，浸出液的体积也会增
大，浸出液中金属离子的浓度降低，会产生更多的废水，加大了后续工艺的负担。因此，浸渣
液固比的确定应兼顾考量浸出率和浸出液中金属离子的浓度。为了探究液固比对废渣浸出
的影响，开展了用2mol/L的盐酸在液固比的范围为5‑30的废渣浸出实验，结果如图4所示。
从图中可以发现，稀土和钍的浸出率在液固比5‑20的范内逐渐升高并达到最大值，随后保
持不变。浸出液中稀土的浓度随着液固比的增大而逐渐降低，从液固比为5时的12.29g/L降
低至液固比为30时的2.63g/L。综合考虑浸出率和浸出液中稀土离子的浓度，认为液固比为
10是较优的浸出液固比值，后续实验采用该值。

[0084] 2.2.3盐酸浓度对浸出影响

[0085] 为了探究盐酸浓度对浸出的影响，以液固比为10，开展了盐酸浓度为0.01mol/L至2mol/L的浸出实验，结果如图5所示。从图中可以发现，稀土元素的浸出率在盐酸浓度为
0.01‑1.2mol/L的范围内随着酸度的增大而增加，随着盐酸浓度的进一步增大，稀土的浸出
率逐渐降低。钍的浸出率也有随着酸度的增大先增加后降低的规律。稀土和钍的浸出率在
高浓度的盐酸中浸出率降低的原因可以用溶剂化的概念来解释：随着电解质浓度的增加，
由于水分子被溶液中的阳离子或阴离子紧紧地束缚(溶剂化)，参与溶解过程的水分子越来
越少，这也被称为盐析效应。因此，不能通过用浓盐酸的浸出的方式来强化对废渣的浸出。
并且，在浸出率得到保证的情况下，过高浓度的酸会是浸出液的酸度高，需要用碱中和，酸
的利用率低，会增加生产费用。

[0086] 图5还展示了浸出反应平衡后，浸出液的酸度随浸出剂浓度的变化情况。当盐酸的浓度为0.01‑0.5mol/L的范围内时，浸出液的酸度只有少量的增加，这可能是因为加入到浸
出体系中的盐酸被废渣中的碱性物质所消耗。不足的酸度阻碍了钍的溶出，以至于钍的浸
出率在这个酸度范围内没有显著的增加。但盐酸的浓度高于0.5mol/L时，浸出液的酸度随
着浸出剂酸度的增加而逐渐增加，钍和稀土的浸出率也显著增加。为了分析浸出单位质量
废渣所需的酸的量，取盐酸浓度为1.0mol/L、1.5mol/L和2.0mol/L三个酸度下(此时稀土的
浸出率大于90％)的浸出过程中的耗酸量进行计算。计算结果表明，浸出1g的废渣，需要消
耗的盐酸为3.5‑4mmol，这个值可以为大规模浸废渣时加酸提供指导。

[0087] 2.2.4浸出工艺

[0088] 在渣的浸出阶段，应尽可能的将渣中的稀土和钍浸出到浸出液中，以便后续对钍和稀土进行回收。从上文分析可知，渣中大部分稀土元素和钍易被浸出，但仍有少部分的较
难被直接浸出。为了提高渣中有价元素的浸出率和盐酸的利用率，设计了一个废渣的逐步
浸出工艺，流程如图1所示。这个工艺中，高浓度的盐酸首先被用于浸出煅烧后的渣，紧接着
将含有较高浓度的酸的浸出液和洗液返回用于浸出废渣中易浸出的组分，最后再用废渣调
节浸出液的酸度。由于离子型稀土矿废渣中放射性元素差异较大，可以在用渣调节酸度过
程中区别对待。若渣中的钍浓度较高时，调节酸度时应控制水相的pH约为3左右，以避免钍
从新进入到渣中，浸出液中的钍在后续的回收过程中先用高选择性的萃取剂将其与其他元
素分离；若渣中的钍浓度处于安全范围内时，则不需要分离钍的步骤，可将浸出液pH调至
5.5左右，上清液可直接用于富集回收稀土元素。

[0089] 为了验证所设计的浸出工艺的实际效果，开展了一个实验室规模的模拟浸出实验。实验结果表明，废渣经过这个浸出过程，渣中稀土元素的总的浸出率高于98％，浸出液
中稀土的浓度为9.54g/L；钍的总浸出率高于99％，浸出液中钍的浓度为21.49mg/L。这个工
艺具有一些明显的优点，首先，盐酸得到了充分的利用、稀土元素的浸出率得到提高；其次，
废渣易于酸反应的特征得到利用，较少的碱的使用；最后，该工艺过程较为灵活，可以根据
渣的特点，调整工艺步骤。

[0090] 实施例一

[0091] 本发明提供了一种离子型稀土矿放射性废渣的逐步浸出方法，包括以下步骤：

[0092] 步骤1：称取离子型稀土矿废渣加浸出剂进行浸出，得到第一浸出液和第一浸出渣,第一浸出液用于回收有价元素；

[0093] 步骤2：往得到的第一浸出渣中加入浸出剂，控制浸出反应后的酸度值为0.5mol/L，得到第二浸出液和第二浸出渣，第二浸出液返回上一级；

[0094] 步骤3：水洗第二浸出渣得到第一滤液与第一滤渣，并将第一滤渣进行煅烧；

[0095] 步骤4：向煅烧后的第一滤渣中加入6mol/L的浸出剂进行浸出，得到第三浸出液与第三浸出渣；

[0096] 步骤5：水洗第三浸出渣得到第二滤液与第二滤渣，第二滤渣弃去，并收集第一滤液、第三浸出液、第二滤液形成回收液，继续投入到步骤2中使用。

[0097] 步骤6：当浸出为规模化作业时，浸出过程为循环步骤1至步骤5，不同之处在于：循环步骤1时，步骤1中的填加浸出剂需被步骤2中的第二浸出液替代；循环步骤2时，步骤2中
的填加浸出剂需被步骤3中的第一滤液、步骤4中的第三浸出液和步骤5中的第二滤液替代。

[0098] 所述步骤1的浸出液pH控制为3或5.5，通过接入第二浸出液予以控制调节，当渣中的钍浓度较高时，调节酸度时控制pH为3，以避免钍从新进入到渣中，浸出液中的钍在后续
的回收过程中先用高选择性的萃取剂将其与其他元素分离；当渣中的钍浓度处于安全范围
内时，则不需要分离钍的步骤，将浸出剂pH调至5.5，上清液可直接用于富集回收稀土元素。

[0099] 所述浸出剂为盐酸。

[0100] 所述离子型稀土矿废渣和浸出剂的液固比为10。

[0101] 所述步骤2中的浸出液的酸度为0.5mol/L。

[0102] 所述废渣中酸无法浸出的组分，进行煅烧后浸出。

[0103] 所述离子型稀土矿废渣为除杂渣、酸溶渣与中和渣混合所制得。

[0104] 以上所述，仅为本发明较佳的具体实施方式，但本发明的保护范围并不局限于此，任何熟悉本技术领域的技术人员在本发明揭露的技术范围内，可轻易想到的变化或替换，
都应涵盖在本发明的保护范围之内。