放射性污染區(qū)內(nèi)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(wèi)憲，甘宗煜

西北核技術(shù)研究所，陜西 西安 710024

90Sr是典型的裂變產(chǎn)物，產(chǎn)額高，為純β放射性核素，半衰期較長(28.79 a)[1]。其化學(xué)性質(zhì)與鈣相似，生物可給性強(qiáng)，是典型的親骨性元素，易通過食物鏈向人轉(zhuǎn)移，并貢獻(xiàn)一定的輻照劑量[2]。在90Sr的土壤-植物-動物-人轉(zhuǎn)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(guān)注。自20世紀(jì)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(guī)律性認(rèn)識[3-7]，重點(diǎn)研究了各種生態(tài)系(農(nóng)業(yè)、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(zhuǎn)移90Sr的機(jī)制[8]以及用于90Sr污染場地修復(fù)超富集植物的找尋。目前，已發(fā)現(xiàn)可用于90Sr污染場地修復(fù)的植物有：印度芥菜、反枝莧和寬菜豆等[3]。但關(guān)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(yǎng)分等苛刻環(huán)境下生長，而國際上有多個位于沙漠地區(qū)的放射性污染場地，因此，研究放射性污染區(qū)內(nèi)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(zhuǎn)移90Sr規(guī)律的認(rèn)識，還有可能從中發(fā)現(xiàn)90Sr超積累植物。本工作擬測定某放射性污染區(qū)內(nèi)蘆葦、黑果枸杞、河西苣、鹽生草、剛毛檉柳、沙拐棗、鹽節(jié)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(guān)系。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 研究區(qū)域概況

所選研究區(qū)的年平均降水量為25 mm，年蒸發(fā)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(qū)內(nèi)地表為戈壁荒漠，植物生長環(huán)境惡劣，地表少有植被，只在區(qū)內(nèi)的泉眼或季節(jié)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(jié)木(halocnermum strobilaceum)等。區(qū)內(nèi)植物一般在每年5月開始復(fù)蘇，3至4個月內(nèi)發(fā)育成熟，11月至來年4月均處于“休眠”狀態(tài)。研究區(qū)受239Pu、90Sr等人工放射性核素的污染。對照區(qū)選在為同緯度相似生境的無污染區(qū)。

1.2 儀器與試劑

FM-3型密閉制樣機(jī)，北京永光明醫(yī)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(jī)，北京醫(yī)用離心機(jī)廠；LXJ-ⅡB型大容量低速離心機(jī)，上海安亭科學(xué)儀器廠；PSFO2.0型ICP-AES，美國Leeman公司；MINI20型低本底α/β計(jì)數(shù)器，法國EM公司。

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

1.3 樣品采集與預(yù)處理

分別在污染區(qū)和對照區(qū)采集處于生長發(fā)育期(7月)和成熟期(9～10月)的植物全樣。樣品在現(xiàn)場噴水沖洗后趁濕封裝在塑料袋中(事先設(shè)定不清洗的樣品例外)，帶回實(shí)驗(yàn)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(fēng)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(jī)粉碎，使其完全通過100目篩，貯存?zhèn)溆?。稱取一定質(zhì)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(zhuǎn)入干燥器內(nèi)冷卻至室溫，稱植物灰重，計(jì)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(zhǔn)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(xù)煮沸1 h，取下冷卻；攪拌下滴加濃氨水調(diào)節(jié)溶液pH至8.0～9.0，繼續(xù)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(xiàn)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(zhuǎn)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(dá)到放射性衰變平衡。

1.4.3制源與測量 準(zhǔn)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(biāo)準(zhǔn)系列，ICP-AES分析測定鍶回收率Y(Sr)。將剩余放置液轉(zhuǎn)入離心管中，用氨水調(diào)節(jié)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(fù)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(zhuǎn)移溶液至100 mL燒杯中，加入5 mL飽和草酸溶液，用氨水調(diào)節(jié)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?jiān)?，轉(zhuǎn)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(jì)算釔的回收率Y(Y)。用α/β低本底計(jì)數(shù)器測量草酸釔濾紙?jiān)?0Y的β計(jì)數(shù)，記錄測量中間時刻t3。儀器對90Y的探測效率按國標(biāo)GB11222.1[10]方法進(jìn)行校準(zhǔn)。

1.4.490Sr比活度的計(jì)算 按式(1)計(jì)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(jì)數(shù)率，min-1；m為植物樣品灰取樣分析質(zhì)量，g；Y(Sr)為鍶的化學(xué)回收率；Y(Y)為釔的化學(xué)回收率；η(Y)為低本底α/β計(jì)數(shù)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(jié)果和討論

2.1 分析方法的可靠性和探測限

90Sr-90Y標(biāo)準(zhǔn)電鍍源α/β低本底計(jì)數(shù)器探測效率監(jiān)測結(jié)果表明，儀器探測效率穩(wěn)定；試劑空白計(jì)數(shù)率與儀器的本底計(jì)數(shù)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(jié)果的相對標(biāo)準(zhǔn)偏差均小于5%，在實(shí)際分析的49對平行樣中，最大標(biāo)準(zhǔn)偏差不大于15%；樣品源的放射性純度檢驗(yàn)表明草酸釔源中基本不含其它β放射性雜質(zhì)；該法給出的90Sr分析結(jié)果與P204萃取色層法[10]在7%范圍內(nèi)吻合。α/β低本底計(jì)數(shù)器在預(yù)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(xué)回收率Y(Y)=90%，鍶的化學(xué)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(qū)植物樣品中90Sr分析結(jié)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(qū)7種植物地上部分經(jīng)清洗的樣品，按干重加權(quán)平均得到地上部90Sr的比活度，對其進(jìn)行統(tǒng)計(jì)得到污染區(qū)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(qū)和對照區(qū)剛毛檉柳和蘆葦樣品中90Sr的比活度測定結(jié)果列于表2。由表2可見，污染區(qū)剛毛檉柳中a(90Sr)是對照區(qū)的4.3倍，污染區(qū)內(nèi)蘆葦中的a(90Sr)是對照區(qū)的7.6倍，污染區(qū)中植物體內(nèi)存在受當(dāng)?shù)?0Sr污染的跡象。但污染區(qū)植物中90Sr比活度遠(yuǎn)小于某放射性污染區(qū)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(huán)境牧草[4]中90Sr的含量(5.6～49.7 mBq/g)，表明污染區(qū)植物體內(nèi)受90Sr污染的程度不嚴(yán)重。

表1 污染區(qū)植物樣品中90Sr的比活度

續(xù)表1

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

表2 污染區(qū)和對照區(qū)植物中90Sr比活度

注(Note)：1) 不同部位系列分樣干重加權(quán)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(qū)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(tǒng)計(jì)結(jié)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?yàn)闃悠窋?shù)少，取其90Sr比活度的最高值與取樣點(diǎn)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?yàn)椋蝴}生草>河西苣>黑果枸杞>剛毛檉柳>蘆葦>沙拐棗>鹽節(jié)木。

表3 污染區(qū)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(jié)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(nèi)分布及高濃集植物的篩選研究[11]表明，在三個生長發(fā)育階段(出苗-拔節(jié)-孕穗/蕾階段；拔節(jié)-孕穗/現(xiàn)蕾-抽穗-開花階段；抽穗-開花-籽實(shí)成熟階段)，植物對養(yǎng)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(zhì)中放射性含量在拔節(jié)、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(jié)-孕穗/現(xiàn)蕾-抽穗-開花階段，營養(yǎng)生長、生殖生長同時進(jìn)行，生長發(fā)育加快，養(yǎng)分的需求和吸收量最大，而在抽穗-開花-籽實(shí)成熟階段，全株干物質(zhì)的積累加快，同時貯存的營養(yǎng)物質(zhì)在植株各器官中進(jìn)行強(qiáng)烈的重新分配，籽實(shí)增重加快。研究區(qū)植物9～11月為開花-籽實(shí)成熟期，植株干物質(zhì)的積累加快，攝入核素量少；5～8月為生長期，養(yǎng)分的需求和攝入量最大，攝入核素量多，因而植物體內(nèi)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(guān)。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(dá)35%，根際微域鹽分含量可達(dá)29%。剛毛檉柳通過根部拒鹽、體內(nèi)耐鹽及泌鹽腺泌鹽來達(dá)到其耐鹽堿的目的[12]，攝入植物體內(nèi)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(jié)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(jīng)過生理代謝作用，將其轉(zhuǎn)移、運(yùn)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(zhuǎn)移利用，表現(xiàn)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(diǎn)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(jù)該分布可以認(rèn)為蘆葦除通過根部吸收90Sr，由莖向葉和穗輸運(yùn)外，還存在葉(穗)吸收[6,11,13]。未經(jīng)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(qū)中蘆葦?shù)戎参镏饕芊派湫栽賾腋∥廴?。因此，在考慮通過食物鏈的攝入劑量時，主要應(yīng)考慮再懸浮污染的貢獻(xiàn)。

表5 剛毛檉柳和蘆葦各部位中90Sr的比活度

3 結(jié) 論

所研究的污染區(qū)植物中90Sr含量明顯高于對照區(qū)，植物樣品中90Sr的比活度均值為(3.6±4.3) mBq/g，污染區(qū)內(nèi)植物受90Sr污染但不嚴(yán)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(qū)內(nèi)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(fā)育期關(guān)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?yàn)椋蝴}生草>河西苣>黑果枸杞>剛毛檉柳>蘆葦>沙拐棗>鹽節(jié)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。

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