放射性污染區內沙漠植物中90Sr的含量及分布

徐 輝，金玉仁，李偉平，田 梅，曾 可，王衛憲，甘宗煜

西北核技術研究所，陜西 西安 710024

90Sr是典型的裂變產物，產額高，為純β放射性核素，半衰期較長(28.79 a)[1]。其化學性質與鈣相似，生物可給性強，是典型的親骨性元素，易通過食物鏈向人轉移，并貢獻一定的輻照劑量[2]。在90Sr的土壤-植物-動物-人轉移過程中，植物吸收是第一步，因此，植物中90Sr的含量及分布研究備受關注。自20世紀60年代以來，開展了許多針對90Sr在植物中的含量及分布的研究，分析比較了不同種類植物中90Sr的含量及分布，獲得了一些規律性認識[3-7]，重點研究了各種生態系(農業、森林、牧場等)作物和野生植物中90Sr的含量、分布及變化趨勢，植物濃集吸收和轉移90Sr的機制[8]以及用于90Sr污染場地修復超富集植物的找尋。目前，已發現可用于90Sr污染場地修復的植物有：印度芥菜、反枝莧和寬菜豆等[3]。但關于沙漠植物中90Sr含量及分布的研究很少[9]。沙漠植物能在極度干旱、高鹽、低養分等苛刻環境下生長，而國際上有多個位于沙漠地區的放射性污染場地，因此，研究放射性污染區內沙漠植物中90Sr的含量及分布，不僅可獲得沙漠植物吸收和轉移90Sr規律的認識，還有可能從中發現90Sr超積累植物。本工作擬測定某放射性污染區內蘆葦、黑果枸杞、河西苣、鹽生草、剛毛檉柳、沙拐棗、鹽節木等7種典型沙漠植物中90Sr的含量，分析沙漠植物中90Sr含量與植物生長期、植物種類及其部位的關系。

1 實驗部分

1.1 研究區域概況

所選研究區的年平均降水量為25 mm，年蒸發量在2 000 mm以上，年平均相對濕度僅為28.4%，年平均絕對濕度4 g/m3，屬溫帶極端干旱的大陸性氣候。區內地表為戈壁荒漠，植物生長環境惡劣，地表少有植被，只在區內的泉眼或季節性河道附近長有零星的藜科(chenopodiaceae)、菊科(compositae)和豆科(fabaceae)類植物，主要種類有蘆葦(phragmites australis)、黑果枸杞(lycium ruthenicum)、剛毛檉柳(tamarix hispida)、鹽生草(halogeton glomeratus)、河西苣(hexinia polydichotoma)、沙拐棗(calligonum kuerlese)、鹽節木(halocnermum strobilaceum)等。區內植物一般在每年5月開始復蘇，3至4個月內發育成熟，11月至來年4月均處于“休眠”狀態。研究區受239Pu、90Sr等人工放射性核素的污染。對照區選在為同緯度相似生境的無污染區。

1.2 儀器與試劑

FM-3型密閉制樣機，北京永光明醫療儀器廠；HYP型消化爐，上海纖檢儀器有限公司；LD5-2A型低速離心機，北京醫用離心機廠；LXJ-ⅡB型大容量低速離心機，上海安亭科學儀器廠；PSFO2.0型ICP-AES，美國Leeman公司；MINI20型低本底α/β計數器，法國EM公司。

所用試劑均為分析純。鐵載體質量濃度為10 g/L，鋇載體質量濃度為20 g/L；鍶載體質量濃度為50 g/L，釔載體質量濃度為20 g/L，均按國標GB11222.1[10]所述方法配制和標定。90Sr-90Y標準溶液，購自中國原子能科學研究院；90Sr-90Y平面監督源，由中國劑量科學研究院標定。

1.3 樣品采集與預處理

分別在污染區和對照區采集處于生長發育期(7月)和成熟期(9～10月)的植物全樣。樣品在現場噴水沖洗后趁濕封裝在塑料袋中(事先設定不清洗的樣品例外)，帶回實驗室后徹底清洗沾附的灰塵并分割出根、莖、穗，置于濾紙上待表面陰干后稱重。

陰干后的樣品置于瓷托盤中，在鼓風干燥箱中于60 ℃“殺青”10～30 min，再升溫至105 ℃烘干4～6 h，冷卻，稱重，用鍘刀剪切至2～5 cm，再于105 ℃烘干1～2 h，趁熱用植物粉碎機粉碎，使其完全通過100目篩，貯存備用。稱取一定質量的干燥植物粉碎樣置于陶瓷灰化皿中，置于馬弗爐中于300 ℃碳化3 h，再升溫至550 ℃灼燒8 h，轉入干燥器內冷卻至室溫，稱植物灰重，計算干灰比。

1.4 植物灰中90Sr的分析方法

1.4.1植物灰消解 準確稱量植物灰于玻璃消化管中，用水潤濕后加入鍶載體和一定體積的2∶1稀王水(固液比為0.1 kg/L)，于消化爐中加熱浸取1 h；取下稍冷后滴加1 mL H2O2，繼續煮沸1 h，取下冷卻；攪拌下滴加濃氨水調節溶液pH至8.0～9.0，繼續煮沸15 min，離心分離，棄去沉淀，用水洗滌沉淀2～3次，得到消解液。

1.4.290Sr分離純化 在約200 mL植物灰的消解液中加入15 g碳酸銨，加熱煮沸后室溫靜置陳化4 h，離心分離，棄去上清液，沉淀用4 mol/L HNO3溶解，稀釋至約30 mL，加入1 mL鐵載體，水浴煮沸3～5 min，滴加新鮮氨水至出現紅褐色絮狀沉淀(pH≈10)，煮沸使絮狀沉淀凝聚，趁熱離心分離。棄去沉淀，保留上清液，記錄鍶、釔分離時刻t1(90Y開始增長的時刻)。加入1 mL鋇載體溶液，1 mL 6 mol/L乙酸溶液，2 mL 3 mol/L乙酸銨溶液，煮沸2 min，攪拌下滴加3 mL 0.3 mol/L鉻酸鈉溶液，煮沸5 min，冷至室溫，離心分離，棄去沉淀。將上清液轉移至50 mL容量瓶中，加入1.000 mL釔載體溶液，用4 mol/L HNO3定容(放置液)，放置14 d以上，使90Sr與90Y達到放射性衰變平衡。

1.4.3制源與測量 準確移取1.00 mL放置液用2% HNO3稀釋50倍，用鍶載體溶液配置標準系列，ICP-AES分析測定鍶回收率Y(Sr)。將剩余放置液轉入離心管中，用氨水調節溶液pH至8～9，水浴煮沸使沉淀凝聚，冷卻后離心分離，棄去溶液。記錄鍶、釔分離時刻t2(90Y開始衰變的時刻)。用少量4 mol/L HNO3溶解沉淀，重復上述操作2次。最后的沉淀用少量4 mol/L HNO3溶解，用水稀釋并轉移溶液至100 mL燒杯中，加入5 mL飽和草酸溶液，用氨水調節pH至1.5～2.0。電熱板上加熱，微沸5～10 min，使沉淀凝聚，水浴冷卻。在可拆卸式漏斗上抽濾，依次用5 mL 1%草酸溶液、5 mL無水乙醇洗滌，得到草酸釔的濾紙源，轉入干燥箱中于110 ℃烘至恒重，放入干燥器中冷至室溫，稱量，按草酸釔[Y2(C2O4)3·9H2O]的分子式計算釔的回收率Y(Y)。用α/β低本底計數器測量草酸釔濾紙源90Y的β計數，記錄測量中間時刻t3。儀器對90Y的探測效率按國標GB11222.1[10]方法進行校準。

1.4.490Sr比活度的計算 按式(1)計算植物樣品中90Sr的比活度：

a(Sr)=

式中，a(Sr)為樣品中90Sr的比活度，mBq/g(干重)；ω為植物樣品干灰比；N0為草酸釔源中90Y的凈計數率，min-1；m為植物樣品灰取樣分析質量，g；Y(Sr)為鍶的化學回收率；Y(Y)為釔的化學回收率；η(Y)為低本底α/β計數器對90Y的探測效率；λ=ln 2/T1/2，T1/2為90Y的半衰期(64.2 h)；t1為第一次鍶釔分離的時刻(90Y開始增長的時刻)；t2為第二次鍶、釔分離的時刻(90Y開始衰變的時刻)；t3為90Y測量中間的時刻。

2 結果和討論

2.1 分析方法的可靠性和探測限

90Sr-90Y標準電鍍源α/β低本底計數器探測效率監測結果表明，儀器探測效率穩定；試劑空白計數率與儀器的本底計數率在95%置信水平下沒有顯著差異；6個樣品4次平行分析結果的相對標準偏差均小于5%，在實際分析的49對平行樣中，最大標準偏差不大于15%；樣品源的放射性純度檢驗表明草酸釔源中基本不含其它β放射性雜質；該法給出的90Sr分析結果與P204萃取色層法[10]在7%范圍內吻合。α/β低本底計數器在預置測量條件和95%置信度下的探測限N儀為0.20 min-1。

植物灰取樣量m為10 g，90Y探測效率η(Y)=46%，釔的化學回收率Y(Y)=90%，鍶的化學回收率Y(Sr)=50%，放置平衡時間(t2-t1)=14 d，90Y開始衰變至測量中間時刻的間隔(t3-t2)=6 h，測量時間為300 min，植物樣品的干灰比為90時，方法對植物樣品中90Sr的檢出限為0.17 mBq/g(干重)。

2.2 植物地上部分90Sr的比活度

研究區植物樣品中90Sr分析結果列入表1。用植物地上部90Sr含量來表征其受污染狀況。除未清洗樣品外，取自污染區7種植物地上部分經清洗的樣品，按干重加權平均得到地上部90Sr的比活度，對其進行統計得到污染區植物地上部90Sr含量的平均值為(3.6±4.3) mBq/g(n=25)，最大值為20.23 mBq/g，中值為2.3 mBq/g，最小值為0.33 mBq/g。

污染區和對照區剛毛檉柳和蘆葦樣品中90Sr的比活度測定結果列于表2。由表2可見，污染區剛毛檉柳中a(90Sr)是對照區的4.3倍，污染區內蘆葦中的a(90Sr)是對照區的7.6倍，污染區中植物體內存在受當地90Sr污染的跡象。但污染區植物中90Sr比活度遠小于某放射性污染區青苔等植物[7]中90Sr的含量(24～240 000 mBq/g)，總體上小于澳大利亞非污染環境牧草[4]中90Sr的含量(5.6～49.7 mBq/g)，表明污染區植物體內受90Sr污染的程度不嚴重。

表1 污染區植物樣品中90Sr的比活度

續表1

注(Note)：n=25；*，樣品未清洗(The samples were not rinsed)

表2 污染區和對照區植物中90Sr比活度

注(Note)：1) 不同部位系列分樣干重加權的平均值(The datum is the dry weighted average of different parts)

2.3 不同種類植物中90Sr的比活度

污染區中蘆葦、黑果枸杞和剛毛檉柳3種植物地上部分90Sr比活度的統計結果列于表3。由表3可知，這3種植物中90Sr比活度的相對大小為：黑果枸杞>剛毛檉柳>蘆葦。對于其它幾種分布較少的植物，因為樣品數少，取其90Sr比活度的最高值與取樣點附近其它種類植物中90Sr的最大比活度相比較，得出比活度相對大小。7種植物中90Sr的比活度由高到底的順序為：鹽生草>河西苣>黑果枸杞>剛毛檉柳>蘆葦>沙拐棗>鹽節木。

表3 污染區植物地上部的90Sr比活度

2.4 不同生長期植物中90Sr的比活度

不同季節采集的4種植物樣品中90Sr的比活度列于表4。由表4可見，除剛毛檉柳外，蘆葦、黑果枸杞、河西苣等植物中7月90Sr的比活度比9月的高。90Sr在棉花等作物體內分布及高濃集植物的篩選研究[11]表明，在三個生長發育階段(出苗-拔節-孕穗/蕾階段；拔節-孕穗/現蕾-抽穗-開花階段；抽穗-開花-籽實成熟階段)，植物對養分的吸收和積累不同，而且不同植物對90Sr的吸收量和濃集能力差異很大。如夏谷等禾本科植物，單位干物質中放射性含量在拔節、孕穗期以莖葉中為最高，抽穗期后逐漸下降，成熟階段葉片中含量增加很快。主要原因是植物在拔節-孕穗/現蕾-抽穗-開花階段，營養生長、生殖生長同時進行，生長發育加快，養分的需求和吸收量最大，而在抽穗-開花-籽實成熟階段，全株干物質的積累加快，同時貯存的營養物質在植株各器官中進行強烈的重新分配，籽實增重加快。研究區植物9～11月為開花-籽實成熟期，植株干物質的積累加快，攝入核素量少；5～8月為生長期，養分的需求和攝入量最大，攝入核素量多，因而植物體內具有較高的90Sr比活度。剛毛檉柳中9月90Sr的比活度比7月的高，與其生物特性有關。剛毛檉柳為中生鹽生植物，泌鹽，其根部10～30 cm土層土壤鹽分含量可高達35%，根際微域鹽分含量可達29%。剛毛檉柳通過根部拒鹽、體內耐鹽及泌鹽腺泌鹽來達到其耐鹽堿的目的[12]，攝入植物體內的核素可能隨植物的泌鹽過程而被排出植物體外。

表4 不同季節植物中90Sr比活度

2.5 90Sr在植物不同部位中的分布

植物通過根系吸收土壤中的90Sr，經過生理代謝作用，將其轉移、運送到地上部各個部分。Sr被植物吸收后易沉積在某些器官中，尤其是老葉中，而不再被轉移利用，表現為下部莖葉中90Sr的含量高于上部莖葉[11]。剛毛檉柳及蘆葦不同部位的90Sr比活度列于表5。從表5可見，剛毛檉柳老枝與嫩枝葉中90Sr的比活度相近，而90Sr在蘆葦各部位的分布存在明顯差異，且不同地點采集的蘆葦中各部位90Sr比活度大小順序完全一致，均為：根>穗≈葉>莖。根據該分布可以認為蘆葦除通過根部吸收90Sr，由莖向葉和穗輸運外，還存在葉(穗)吸收[6,11,13]。未經清洗的蘆葦中90Sr的比活度比清洗過蘆葦中的大得多，由此可見，污染區中蘆葦等植物主要受放射性再懸浮污染。因此，在考慮通過食物鏈的攝入劑量時，主要應考慮再懸浮污染的貢獻。

表5 剛毛檉柳和蘆葦各部位中90Sr的比活度

3 結 論

所研究的污染區植物中90Sr含量明顯高于對照區，植物樣品中90Sr的比活度均值為(3.6±4.3) mBq/g，污染區內植物受90Sr污染但不嚴重。未清洗的蘆葦樣品中90Sr的含量比清洗干凈的蘆葦樣品中的含量高得多，表明污染區內植物主要受再懸浮污染。幾種沙漠植物中90Sr的含量與植物種類、生長發育期關系密切，且在不同部位的分布有所不同。7種植物中90Sr的比活度水平大小次序為：鹽生草>河西苣>黑果枸杞>剛毛檉柳>蘆葦>沙拐棗>鹽節木；生長期采集的樣品中90Sr比活度更高；蘆葦各部位中90Sr比活度存在顯著差異，依次為根>穗≈葉>莖。

[1] 盧玉楷.簡明放射性同位素應用手冊[M].上海:上海科學普及出版社，2004:209.

[2] Savinkov A, Semioshkina N, Howard B J, et al.Radiostrontium Uptake by Plants From Different Soil Types in Kazakhstan[J].Sci Total Environ, 2007, 373: 324-333.

[3] Fuhrmann M, Lasat M M, Ebbs S D, et al.Uptake of Cesium-137 and Strontium-90 From Contaminated Soil by Three Plant Species; Application to Phytoremediation[J].J Environ Qual, 2002, 31: 904-909.

[4] Gastberger M, Steinhausler F, Gerzabek M H, et al.Soil-to-Plant Transfer of Fallout Caesium and Strontium in Austrian Lowland and Alpine Pastures[J].J Environ Radioact, 2000, 49: 217-233.

[5] Korobova E, Ermakov A, Linnik V.137Cs and90Sr Mobility in Soils and Transfer in Soil-Plant Systems in the Novozybkov District Affected by the Chernobyl Accident[J].Appl Geochem, 1998, 13(7): 803-814.

[6] Malek M A, Hinton T G, Webb S B.A Comparison of90Sr and137Cs Uptake in Plants via Three Pathways at Two Chernobyl-Contaminated Sites[J].J Environ Radioact, 2002, 58: 129-141.

[7] Ramzaev V, Mishine A, Golikov V, et al.137Cs and90Sr in Live and Dead Reindeer Lichen (Genera Cladonia) From the “Kraton-3” Underground Nuclear Explosion Site[J].J Environ Radioact, 2007, 93: 84-99.

[8] Krouglov S V, Filipas A S, Alexakhin R M, et al.Long-Term Study on the Transfer of137Cs and90Sr From Chernobyl-Contaminated Soil to Grain Crops[J].J Environ Radioact, 1997, 34(3): 267-286.

[9] 李建國.放射性生態學轉移參數手冊[M].北京：原子能出版社,2006.

[10] 沙連茂,王治惠,趙 敏.GB11222.1—1989 生物樣品灰中鍶-90的放射化學分析方法 二-(2-乙基己基)磷酸酯萃取色層法[S].1989.

[11] 侯蘭欣,徐世明,趙文虎,等.90Sr在棉花等作物體內分布及高濃集植物篩選,CNIC-01070 [R].中國核科技報告,北京：原子能出版社,1996.

[12] 郗金標,張福鎖,田長彥.新疆鹽生植物[M].北京：科學出版社,2006.

[13] 李書鼎.放射生態學原理及應用[M].北京：中國環境科學出版社,2005.