土壤放射性核素的来源与迁移

土壤放射性核素的来源与迁移

放射性是某些元素原子核裂变是发生的能量以电磁放射或快速粒子形式进行的释放过程，而元素的同位素物质可散发射线的称为放射性核素。自然环境中存在许多放射性核素，包括天然放射性核素（40K、238U和232Th等）和人为放射性核素（主要有137Cs、134Cs、

90Sr、240Pu、131I 等）。天然放射性核素所造成的人体内照射剂量和外照射剂量都很低，它们不影响人类的正常生活。可是，随着核技术尤其是核电站的迅猛发展，不可避免地产生了大量放射性废物，这些废物中的核素衰变引起电离辐射造成了人体多种疾病，对人类的危害极大。

目前，核废物处置方法主要是深度地质处置，即将放射性废物处置库建造在深度地质层中，使用工程的和天然的多层屏障将废物隔离起来[1] 。可是，随着时间的推移，多层屏障必将遭到破坏，废物中的各种放射性核素就会或多或少地随着地下水流或岩石裂隙从地下废物库中扩散、迁移到岩层或土层中。土壤作为环境的重要组成部分，其中的放射性核素的迁移大大影响到其他圈层中核素的含量与分布。因此，了解土壤中放射性核素的来源以及其迁移规律对指导放射性污染的治理有重要意义。

1土壤放射性核素的来源

1.1成土母质“原生放射性核素”指的是在地球形成期间出现的原

子序

数大于83 的放射性核素，这些放射性核素一般分为铀系、钍系

和锕系三个系列，它们通过放射性衰变，产生大量a、B和丫

射线，对地球环境产生强烈的影响。其中具有足够长半衰期，以致至今仍能探测到，并意义重大的有40K、238U和232Th。铀和

钍还能通过衰变产生一系列的放射性子代系列。这些放射性核素广泛地存在于自然界中，并主要贮存于岩石圈中。研究表明地壳中的岩石大部分都含有铀和钍［2］，238U、232Th含量以岩浆岩最高，变质岩次之，沉积岩最低；40K含量也以岩浆岩为最高，

但以变质岩最低。其中花岗岩中238U、232Th含量较高，而我国花岗岩出露广泛，这是我国土壤中天然放射性核素含量较高的原因之一。

1.2核能利用

1.2.1 核爆炸核爆炸所产生的放射性落下灰是迄今土壤环境的主要放射性污染源，对生物圈影响深远。核爆炸时大约有170 种放射性同位素被带到对流层中，其中主要是U和Pu的裂变产物⑶。它们首先会对其爆炸中心周围的土壤产生较大影响，进而在风和降水的作用下在全球范围内重新分布，沉积到土壤环境中造成放射性污染。

1.2.2核工业核能生产包括铀矿开采、矿石加工、铀燃料生产、反

应堆动

力生产、放射性物质的运输和废物处置等一系列工业流程，所有这些环节都有可能造成环境的放射性污染。

1.3 磷钾肥的使用化肥中的磷肥和钾肥都不同程度的含有放射性核素，因此，施用化肥可能会引起环境放射性增加。尽管如此，许多研

究资料报道含钾磷肥料的使用短期内不会对农田、环境造成明显污染。据王少仁研究[4],由于土壤有机质能够对总a、B造成屏蔽作用，在使用含钾磷肥料时，土壤有机质提高，甚至出现了土壤a、B减弱的现象。然而由于农业生产中需要大量的化肥，长期使用还是会对农业生态系统产生影响。

1.4煤炭物质的使用

燃煤及燃煤发电厂也是环境中放射性核素增加原因之一。煤在形成过程中经过复杂的物理化学和地质作用，不同程度的伴生有40K、

238U、226Ra、230Pb、232Th 等天然放射性核素。据吴锦海等研究表明[5] ，煤燃烧后放射性物质在煤灰中浓集，其中总a比放射性为原煤的3?15倍，238U为2?4倍，232Th为3?10 倍。如今，燃煤电厂排泄堆放的煤灰渣已成为城市一个潜在的核污染隐患[9] 。

1.5放射性同位素的生产和应用

随着放射性同位素在工业、农业、医学和科研等方面的广泛使用，其产生的放射性废物种类和数目越来越大。其中在医学上应用产生的核素较多，主要是198Au 1311、32P等⑶。

2放射性核素在土壤中的迁移研究

2.1 研究方法及研究动态

土壤中核素迁移一直是国内外学者研究的热点，主要的研究方法有：实验室模拟、野外现场实验和直接针对核事故的核素迁移调查及研究等。

现今对土壤放射核素迁移研究主要涉及：研究核素从土壤中向不同

的动植物迁移及其影响因素；不同生态系统的核素的迁移规律及其放射性水平；137Cs 及85Sr 在土壤中的迁移规律；微生物对核素迁移转化的影响等。我国学者主要以黄土为介质进行核素（主要是137Cs、85Sr和60Co）在地质介质中的迁移实验研究，取得了许多成果，其中，据李书绅[6] 等研究表明，广泛分布于全世界的黄土水分渗透系数很小，对放射性核素吸附能力很强，是放射性废物处置场良好的候选场址。此外，由于低中放射性废物中含有许多有机成份，如离子交换树脂、草酸、柠檬酸以及纤维等，因此也有学者研究了有机化合物和微生物对核素迁移的影响。在对土壤腐殖酸对核素迁移影响的研究中也发现了腐殖酸对金属离子的络合作用和还原作用极大地影响了放射性核素的迁移。

2.2核素在土壤中迁移的影响因素

2.2.1 腐殖质的影响

腐殖质极大地影响了放射性核素的迁移，一般认为，土壤中腐殖酸含量高，对放射性核素处理的容量就大，使进入土壤中的放射性核素主要积累在土壤中，而被迁移进入地下水以及被植物

吸收的部分就少。而这种影响核素迁移的研究是一个涉及多学科的复杂课题，目前，无论在理论还是实践上都很不完善。尽管如此，腐殖质仍是进行核素迁移研究必须考虑的重要影响因素之一。（1）腐殖质与核素的互相作用机理

腐殖质是经微生物作用后，在土壤中新形成的一种特殊类型的高分子有机物，其性质较稳定，一般占土壤有机质的50?90% 主体为各种腐

殖酸及其金属离子相结合的盐类[3] 。根据起溶解性能，一般分为富里酸、胡敏酸和胡敏素。它们对金属离子具有电荷、吸附、离子交换、缓冲、络合和生理活性等作用，因此对放射性核素在土壤中的迁移具有很大的影响。

（2）影响因素实际上，腐殖酸不仅可以因络合作用和还原作用改变放射性核素的化学状态，而且可以改变吸附剂胶体的稳定性和表面性质，故腐殖酸对放射性核素迁移的影响是非常复杂的，它既可加快核素的迁移，也可阻止核素的迁移，这取决于它的含量、种类、分子量和核素种类与性质。如王旭东等[7] 进行了腐殖酸对237Np 在石英砂柱中迁移的影响研究，结果表明一定浓度的腐殖酸能使237Np在石英砂柱中的迁移速度加快；但当腐殖酸浓度达到10mg/L或更高时，237Np在石英砂柱中的迁移速度不再有显著变化。Yoshiaki等[8]通过实验研究了Np在砂土和花岗岩中的迁移，发现不同分子量的腐殖质对核素迁移的影响不同，分子量低于50000道尔顿的CR L富里酸可使Np在砂土柱中的迁移速度加快，而分子量为300000到1000000道尔顿的Aldrich- 胡敏酸则能在一定程度上阻滞Np 在柱中的迁移。

2.2.2微生物的影响微生物个体微小、比表面积大、繁殖快，在自然界中广泛分布，甚至可以在受高放射性活度污染的土壤环境中生存，因此，微生物对核素迁移的影响不可低估。G.Tittel 等[9] 把微生物的作用归结为六点：①使核废物型体产生降解；②腐蚀核废物贮存罐；③破坏回填材料（一种人工屏障）；④改变地下水的化学特征，如Eh, pH等；⑤使有机材料降解，以提供核素络合剂；⑥ 直接摄取核素

（移动或滞留）。然而，近年来，随着对微生物和核素之间互相作用机理的深入研究，人们逐渐认识到微生物吸收、吸附及转化作用对核素迁移的重要性。

（1）微生物的吸收作用

土壤中微生物生长代谢除了需要K、Na Ca、Mg等常规元素外，还需要一些具有特殊生理功能的微量元素，包括一些重金属元素。因此，微生物可通过代谢过程将一些核素富集与细胞内。

（2）微生物的吸附作用

微生物体积微小，在所有生物中具有最大的表面积/体积比率，同时其表面有各种各样的带负电荷的表面功能基团（表面反应位），如羧基、磷酰基、羟基等基团，因此可吸附各种各样的金属阳离子（包括放射性核素或核废料元素）。

（3）微生物的还原作用

事实上，自然界中许多核素都具有氧化还原活性，并且其还

原态的溶解度较小，因此，微生物还原作用可以降低目标核素在土壤环境中的溶解度和移动性。例如，Fe(III )- 还原细菌可将U (VI)(铀酰离子，UO22+还原成U (IV)(铀矿，UO2 , 而且活性比较低的还原性产物U (IV)将在细胞周质的沉淀。在大多数中、低放废物中，238U是一种重要的优先控制污染物，但这些放射性废物中还存在其他一些锕系元素，包括237Np、

241Pu等。Pu (V)/Pu (IV)和Np (V)/Np (IV)的电位值通常低于

Fe3+/Fe2+的标准氧化还原电位值(大约为0V)，因此，Fe(III )- 还原

细菌还原这些核素，这对核素的迁移是十分重要的，因为四价的锕系元素与配合物结合的能力强，它们甚至可以被固定在含有活性微生物的沉积物里[10] 。

微生物―核素的相互作用对核素迁移有重要意义，近年来还提出利用微生物技术去除土壤中的放射性核素的方案，但它们之间的互相作用是极其复杂的，目前这方面的理论与研究都还在起步阶段。

3核素迁移研究的展望在核素迁移研究中关注的核素种类多，研究的介质也多，不仅有土壤，还有各种岩石甚至一些矿物，如花岗岩、页岩、石灰岩以及膨润土、磷石膏等，水介质也是研究重点之一。国内外学者在核素迁移研究中取得了大量成果，但都是研究137CS和85Sr 等核素比较多，而研究U、Pu、Nd等超铀核素较少；单介质研究多，多介质研究少；研究都侧重与均匀介质，对非均匀介质研究少。事实上，核素迁移更多的是在一个非均匀的介质系统中进行。因此，今后的研究中应加强多介质以及非均匀介质的迁移研究。