放射性鍶（90Sr 和89Sr）是由235U 和239Pu 核裂變產(chǎn)生的，廣泛存在于放射性廢水中。2011 年日本福島核電站爆炸，導(dǎo)致放射性物質(zhì)泄漏，排放出大量含放射性鍶的廢水〔1〕。由于90Sr 的放射性半衰期長(zhǎng)達(dá) 28.9 a，生物毒性強(qiáng)，聚集在人體骨骼內(nèi)難以排出，因此放射性鍶的去除一直受到人們的廣泛關(guān)注。除鍶可采用化學(xué)沉淀法、離子交換法、生物法、膜分離法等，筆者對(duì)化學(xué)沉淀法以及離子交換法除鍶的研究進(jìn)展進(jìn)行了重點(diǎn)介紹。

1 除鍶方法
 
1.1 化學(xué)沉淀法
 
化學(xué)沉淀法主要利用Sr2+與OH-、CO32-、PO43-等陰離子形成難溶鹽，將Sr2+從液相轉(zhuǎn)移到固相，最后通過固液分離去除�；瘜W(xué)沉淀法工藝簡(jiǎn)單，因此在放射性廢棄物的管理運(yùn)行方面起著重要作用。 J. L. Parks 等〔2〕采用Na2CO3 沉淀法處理混合水樣（1/3 的地表水和2/3 的地下水），當(dāng)pH 為10.3 時(shí)，Sr2+去除率為99%。V. Pacary 等〔3〕采用BaSO4 共沉淀法處理Sr2+質(zhì)量濃度為10 mg/L 的模擬廢水，水力停留時(shí)間為60 min 時(shí)去污因數(shù)（DF）可達(dá)到317；同時(shí)提出了1 個(gè)DF 預(yù)測(cè)模型，并用小試?yán)湓囼?yàn)加以驗(yàn)證，在已知沉淀密度及晶體生長(zhǎng)數(shù)據(jù)的情況下，應(yīng)用該模型能夠快速預(yù)測(cè)不同溶液組成和濃度下的DF。為提高污泥沉降性能和放射性核素去除效果，采用化學(xué)沉淀法除鍶時(shí)通常投加絮凝劑。常用的絮凝劑有無(wú)機(jī)絮凝劑〔如FeCl3、Al3、Fe2（SO4）3 等〕以及有機(jī)絮凝劑。T. K. Rout 等〔4〕采用Cu2（Fe（CN）6）、Ca3（PO4）2、BaSO4 和Fe（OH）3 共沉淀去除放射性廢水中的90Sr 和137Cs，投加陽(yáng)離子絮凝劑Rishabh611 可使90Sr 在Ca3（PO4）2 表面的吸附量提高1.66 倍，陰離子絮凝劑MF611 使90Sr 在Ca3（PO4）2 吸附量提高1.36 倍。T. K. Rout 等〔5〕分別用Rishabh611 和 MF611 絮凝處理放射性活度在40~50 Bq/L 的放射性廢水，最高DF 分別為44.9、29.2。T. G覿fvert 等〔6〕采用混凝—絮凝—砂濾組合工藝去除湖水中的Sr2+，以Al2（SO4）3 或FeCl3 作為絮凝劑，在砂濾階段加入石灰，Sr2+的去除率在61%~79%�；瘜W(xué)沉淀法將放射性鍶從溶液中轉(zhuǎn)移到固相，有時(shí)固相中的鍶會(huì)再溶解。S. V. S. Rao 等〔7〕用Ca3（PO4）2 共沉淀除鍶時(shí)，沉淀時(shí)間超過2 h，污泥中的鍶會(huì)再溶解。Jingguo Cao 等〔8〕應(yīng)用Na2CO3 沉淀法除鍶時(shí)，采用連續(xù)試驗(yàn)代替序批式試驗(yàn)，能夠克服鍶元素的再溶解問題。對(duì)于放射性元素鍶的再溶解問題，有研究將Sr2+固定在固相中，同時(shí)能夠長(zhǎng)期保存放射性離子。 Shengheng Tan 等〔9〕對(duì)模擬高放廢水除鍶時(shí)，調(diào)節(jié)溶液pH 為12，Sr2+與Ca2+的濃度比為0.25，通過化學(xué)沉淀和水熱法制備鍶羥基磷灰石，Sr2+的最優(yōu)去除率是99.66%，剩余Sr2+為2 mg/L； 這種方法處理效率高，過程無(wú)污染，而且鍶羥基磷灰石可用于長(zhǎng)期保存90Sr。V. A. Volkovich 等〔10〕對(duì)高溫化學(xué)熱處理核燃料產(chǎn)生的核裂變產(chǎn)物進(jìn)行處理，以Li3PO4 和Na3PO4 作為沉淀劑，通過750 ℃的NaCl-KCl 共熔合金試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)Sr2+能夠100%轉(zhuǎn)移到難溶磷酸鹽中。沉淀法工藝運(yùn)行簡(jiǎn)單、費(fèi)用低廉，適于處理體積大、含鹽量高的廢液，但是單獨(dú)的沉淀法工藝受 DF 低、固液分離困難等因素的制約，因此將傳統(tǒng)沉淀工藝與膜工藝相結(jié)合有望提高去除率。

1.2 離子交換/吸附法
 
離子交換劑與含鍶廢水接觸時(shí)，放射性Sr2+能與離子交換劑上的可交換離子進(jìn)行交換，達(dá)到凈化廢水的目的。目前離子交換法已廣泛應(yīng)用于放射性廢水處理當(dāng)中。

1.2.1 沸石及黏土礦物
 
沸石是自然界中廣泛存在的一類鋁硅酸鹽礦物，主要由硅氧及鋁氧骨架組成，用于處理放射性廢水時(shí)離子交換能力強(qiáng)，對(duì)放射性離子選擇性好，而且具有耐輻射的特點(diǎn)。I. Smiciklas 等〔11〕采用斜發(fā)沸石吸附Cs+、Co2+和Sr2+，沸石對(duì)3 種金屬離子的吸附能力Cs+＞Sr2+＞Co2+，處理初始Sr2+質(zhì)量濃度為300 mg/L 的模擬廢水時(shí)，最大吸附容量約為11 mg/g。A. J. Rabideau 等〔12〕采用天然沸石制成的可透過性擋板材料，在自然梯度下對(duì)Sr2+的平均分配系數(shù)為 2 045 mL/g，能有效去除地下水中的Sr2+。K. M. A. ElRahman 等〔13〕應(yīng)用化學(xué)合成的沸石A 去除Cs+、Sr2+、Ca2+和Mg2+，沸石A 對(duì)各離子的選擇性順序?yàn)?Sr2+＞Ca2+＞Mg2+＞Cs+＞Na+；pH 為8 時(shí)，Sr2+去除率達(dá)到96.69%，最大吸附容量約為300 mg/g。黏土礦物可分為高嶺石類、云母類及蒙脫石類，對(duì)核素的吸附表現(xiàn)為物理吸附和化學(xué)吸附兩種。Ningping Lu 等〔14〕采用Ca- 蒙脫石吸附去除放射性Sr2+，91.5%~99.7%的85Sr 能快速吸附到Ca-蒙脫石膠體中。為了提高蒙脫石對(duì)Sr2+的吸附量，C. A. Papachristodoulou 等〔15〕采用含有機(jī)酸官能團(tuán)的鋁改性的柱狀蒙脫石吸附溶液中的Sr2+，初始pH 為6、8 時(shí)，醋酸和草酸官能團(tuán)對(duì)Sr2+有額外吸附，改性蒙脫石對(duì)Sr2+的吸附量較高，是原始蒙脫石吸附量的136%。Bin Ma 等〔16〕采用磷酸改性的蒙脫石（PMM）吸附去除Co2+、Sr2+和Cs+，得出PMM 對(duì)金屬離子的最大吸附容量順序?yàn)镃s+>Co2+>Sr2+。沸石及黏土礦物除鍶的去污因數(shù)相對(duì)較小，適用于低放廢水的處理和環(huán)境修復(fù)。

1.2.2 鈦氧化物及鈦酸鹽
 
TiO2性質(zhì)穩(wěn)定，在很大pH 范圍內(nèi)不溶于水，且具有零電荷點(diǎn)，因此諸多研究都關(guān)注TiO2 正電荷表面和負(fù)電荷表面對(duì)放射性核素的吸附〔17〕。

S. Kasap 等〔18〕以球狀聚丙烯腈-TiO2 復(fù)合吸附劑（TiO2/PAN）作為無(wú)機(jī)離子交換材料去除Sr2+，吸附過程為吸熱的非自發(fā)過程，遵循準(zhǔn)二級(jí)吸附速率模型； 吸附速率受化學(xué)吸附的控制，Sr2+的去除過程早期受外部質(zhì)量傳遞的控制，后期受粒內(nèi)擴(kuò)散的控制。 S. Kasap 等〔17〕應(yīng)用超聲化學(xué)方法制備了TiO2 納米離子去除溶液中的Sr2+，其離子交換能力為11.82 mg/g，實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)符合Freundlich 模型和Dubinin- Radushkevich（D-R）模型，吸附過程是吸熱的非自發(fā)過程。

鈦酸鈉（MST）可由溶膠-凝膠法制備，對(duì)酸性和堿性溶液中包括鍶和錒系在內(nèi)的許多金屬離子都有較高的選擇性〔19〕。D. T. Hobbs 等〔19〕投加0.4 g/L 的 MST 處理初始Sr2+質(zhì)量濃度為0.621 mg/L 的廢水， 24 h 時(shí)DF 能達(dá)到174。R. D. Hunt 等〔20〕制備了MST/HTiO 微球以適于吸附柱操作，MST 能夠均勻分散在復(fù)合微球內(nèi)部，MST 質(zhì)量分?jǐn)?shù)為50%的微球在處理90Sr 活度為6.4×104 Bq/L 的放射性廢水時(shí)，對(duì)Sr2+的平均分配系數(shù)為9.90×104 mL/g，且微球流動(dòng)性好，反應(yīng)過程中不破裂。

四鈦酸鈉（STW）和四鈦酸鉀（PTW）具有特殊的層狀結(jié)構(gòu)，表面積大、離子交換能力強(qiáng)，有利于吸附過程。Wei Guan 等〔21〕應(yīng)用STW 和PTW 吸附去除溶液中的Sr2+，PTW 和STW 的吸附能力隨著pH、溫度和Sr2+初始濃度的升高而增加，STW 對(duì)離子強(qiáng)度更加敏感；Langmuir 模型能比Freundlich 更好地?cái)M合實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，在Langmuir 模型中，45 ℃、pH 為6 時(shí)， PTW、STW 最大吸附容量分別為111.1、108.7 mg/g。

硅鈦酸鹽是一種新型無(wú)機(jī)離子交換劑，具有可觀的離子交換能力。T. Moller 等〔22〕應(yīng)用硅鈦鈉（Na2Ti2O3SiO4·2H2O） 去除85Sr、134Cs 和57Co，在中性和堿性介質(zhì)中，硅鈦酸鈉對(duì)Sr2+具有較高的選擇性。純硅鈦酸鹽晶體（CST）和Nb 取代的硅鈦酸鹽晶體（Nb-CST）具有框架結(jié)構(gòu)，對(duì)Cs+和Sr2+具有較高的離子交換能力。S. Chitra 等〔23〕用CST 和Nb-CST 處理 90Sr 活度為3.7×104 Bq/L 的放射性廢水，CST、Nb-CST 對(duì)90Sr 的DF 分別為176、136，分配系數(shù)分別為 1.75×104、1.35×104 mL/g。

離子交換法對(duì)化學(xué)、熱、放射性穩(wěn)定性高，對(duì)核素選擇性高，可保證較高的分離效果，但受原水含鹽量高以及離子交換膜污染的制約。近年來(lái)研究者多致力于開發(fā)離子交換劑以及離子交換效果影響因素的研究，用這些新型離子交換劑處理體積較大的放射性廢水還有待進(jìn)一步研究。

1.3 其他方法
 
生物處理法包括植物修復(fù)法和微生物法。植物修復(fù)是利用綠色植物及其根際土著微生物的共同作用清除環(huán)境污染物的一種治理技術(shù)。綠萍通過植物過濾作用修復(fù)受污染的廢水，能夠在15 d 內(nèi)分別積累68%和75%的Cs+和Sr2+〔24〕。植物提取能夠很大程度上降低土壤中的金屬離子濃度，但這種方法消耗時(shí)間長(zhǎng)，而且會(huì)導(dǎo)致放射性生物質(zhì)的積累。N. Ngwenya 等〔25〕應(yīng)用硫酸鹽還原菌（SBS）從單一或混合溶液中去除Sr2+、Cs+、Co2+，在初始質(zhì)量濃度為25~ 500 mg/L 范圍內(nèi)，實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)符合Langmuir 模型， SBS 在單一溶液中對(duì)3 種金屬離子的最大吸附量分別為416.7、238.1、204.1 mg/g； 在Sr2+/Cs+和Sr2+/Co2+ 混合溶液中，SBS 對(duì)Sr2+的最大去除能力分別降低 33%和34%。R. Dabbagh 等〔26〕應(yīng)用藍(lán)藻的活性絲狀纖維細(xì)胞從放射性溶液中有效吸附90Sr。S. Handley- Sidhu 等〔27〕采用沙雷氏菌屬Serratia sp.所產(chǎn)生的生物礦物羥磷灰石修復(fù)受金屬污染的水，并將其作為一種存儲(chǔ)放射性核素材料，在吸收Sr2+和Co2+時(shí)要比商業(yè)用的羥磷灰石有效。

膜分離法處理低放廢水時(shí)出水水質(zhì)好，運(yùn)行穩(wěn)定，但受到膜污染等因素的制約。為了獲得更好的去除效果，研究者通常考慮將膜工藝與其他工藝相結(jié)合或投加藥劑輔助膜工藝除鍶。S. V. S. Rao 等〔7〕采用沉淀—超濾組合工藝處理90Sr 質(zhì)量濃度為5.1× 10-6 mg/L 的地下水，DF 達(dá)到200。L. A. Richards 等〔28〕針對(duì)Sr2+初始質(zhì)量濃度為1.30 mg/L 的地下水，采用UF+RO 組合工藝，分別應(yīng)用BW30、TFC-S、 ESPA4 膜，去除率分別達(dá)到（99.6±0.2）%、（95.7± 0.9）%和（98.8±1.4）%；采用UF+NF 組合工藝，去除率達(dá)到（99.5±0.4）%；針對(duì)Sr2+初始質(zhì)量濃度為0.475 mg/L 的地下水，采用UF+RO 組合工藝并應(yīng)用 BW30 膜，去除率能達(dá)到（99.7±0.1）%。E. D. Hwang 等〔29〕在采用NF 工藝除鍶時(shí)投加聚丙烯酸，將去除率從94.83%提高至99.57%。S. H. Lin 等〔30〕采用NF 工藝處理初始質(zhì)量濃度為10 mg/L 的含Sr2+廢水，分別加入EDTA、氨基三乙酸、檸檬酸作為絡(luò)合劑，調(diào)節(jié)壓力為4.48×105 Pa，pH 在2~11 范圍內(nèi)時(shí)去除率隨著pH 的升高而升高；pH 達(dá)到11 時(shí)，去除率能達(dá)到100%。具體參見http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

2 結(jié)語(yǔ)
 
去除放射性廢水中鍶的相關(guān)研究不斷取得新進(jìn)展，但放射性鍶的處理與處置仍然是一大難題，各種處理技術(shù)各有優(yōu)缺點(diǎn)和適用范圍。因此，在實(shí)際工程應(yīng)用中必須根據(jù)廢水中放射性鍶的活度、廢水量及出水水質(zhì)要求等選擇上述一種或幾種方法，以達(dá)到理想的處理效果，并為放射性廢物的最終處置創(chuàng)造良好條件。從根本上來(lái)講，處理含鍶放射性廢水應(yīng)該以提高DF、降低最終污染物體積為前提。