放射性鍶（90Sr 和89Sr）是由235U 和239Pu 核裂變產生的，廣泛存在于放射性廢水中。2011 年日本福島核電站爆炸，導致放射性物質泄漏，排放出大量含放射性鍶的廢水〔1〕。由于90Sr 的放射性半衰期長達 28.9 a，生物毒性強，聚集在人體骨骼內難以排出，因此放射性鍶的去除一直受到人們的廣泛關注。除鍶可采用化學沉淀法、離子交換法、生物法、膜分離法等，筆者對化學沉淀法以及離子交換法除鍶的研究進展進行了重點介紹。
1 除鍶方法
1.1 化學沉淀法
化學沉淀法主要利用Sr2+與OH-、CO32-、PO43-等陰離子形成難溶鹽，將Sr2+從液相轉移到固相，最后通過固液分離去除。化學沉淀法工藝簡單，因此在放射性廢棄物的管理運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pH 為10.3 時，Sr2+去除率為99%。V. Pacary 等〔3〕采用BaSO4 共沉淀法處理Sr2+質量濃度為10 mg/L 的模擬廢水，水力停留時間為60 min 時去污因數（DF）可達到317；同時提出了1 個DF 預測模型，并用小試冷試驗加以驗證，在已知沉淀密度及晶體生長數據的情況下，應用該模型能夠快速預測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，采用化學沉淀法除鍶時通常投加絮凝劑。常用的絮凝劑有無機絮凝劑〔如FeCl3、Al3、Fe2（SO4）3 等〕以及有機絮凝劑。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%。化學沉淀法將放射性鍶從溶液中轉移到固相，有時固相中的鍶會再溶解。S. V. S. Rao 等〔7〕用Ca3（PO4）2 共沉淀除鍶時，沉淀時間超過2 h，污泥中的鍶會再溶解。Jingguo Cao 等〔8〕應用Na2CO3 沉淀法除鍶時，采用連續試驗代替序批式試驗，能夠克服鍶元素的再溶解問題。對于放射性元素鍶的再溶解問題，有研究將Sr2+固定在固相中，同時能夠長期保存放射性離子。 Shengheng Tan 等〔9〕對模擬高放廢水除鍶時，調節溶液pH 為12，Sr2+與Ca2+的濃度比為0.25，通過化學沉淀和水熱法制備鍶羥基磷灰石，Sr2+的最優去除率是99.66%，剩余Sr2+為2 mg/L； 這種方法處理效率高，過程無污染，而且鍶羥基磷灰石可用于長期保存90Sr。V. A. Volkovich 等〔10〕對高溫化學熱處理核燃料產生的核裂變產物進行處理，以Li3PO4 和Na3PO4 作為沉淀劑，通過750 ℃的NaCl-KCl 共熔合金試驗發現Sr2+能夠100%轉移到難溶磷酸鹽中。沉淀法工藝運行簡單、費用低廉，適于處理體積大、含鹽量高的廢液，但是單獨的沉淀法工藝受 DF 低、固液分離困難等因素的制約，因此將傳統沉淀工藝與膜工藝相結合有望提高去除率。
1.2 離子交換/吸附法
離子交換劑與含鍶廢水接觸時，放射性Sr2+能與離子交換劑上的可交換離子進行交換，達到凈化廢水的目的。目前離子交換法已廣泛應用于放射性廢水處理當中。
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離子交換能力強，對放射性離子選擇性好，而且具有耐輻射的特點。I. Smiciklas 等〔11〕采用斜發沸石吸附Cs+、Co2+和Sr2+，沸石對3 種金屬離子的吸附能力Cs+＞Sr2+＞Co2+，處理初始Sr2+質量濃度為300 mg/L 的模擬廢水時，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Sr2+的平均分配系數為 2 045 mL/g，能有效去除地下水中的Sr2+。K. M. A. ElRahman 等〔13〕應用化學合成的沸石A 去除Cs+、Sr2+、Ca2+和Mg2+，沸石A 對各離子的選擇性順序為 Sr2+＞Ca2+＞Mg2+＞Cs+＞Na+；pH 為8 時，Sr2+去除率達到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，對核素的吸附表現為物理吸附和化學吸附兩種。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Sr2+的吸附量，C. A. Papachristodoulou 等〔15〕采用含有機酸官能團的鋁改性的柱狀蒙脫石吸附溶液中的Sr2+，初始pH 為6、8 時，醋酸和草酸官能團對Sr2+有額外吸附，改性蒙脫石對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 對金屬離子的最大吸附容量順序為Cs+>Co2+>Sr2+。沸石及黏土礦物除鍶的去污因數相對較小，適用于低放廢水的處理和環境修復。
1.2.2 鈦氧化物及鈦酸鹽
TiO2性質穩定，在很大pH 范圍內不溶于水，且具有零電荷點，因此諸多研究都關注TiO2 正電荷表面和負電荷表面對放射性核素的吸附〔17〕。
S. Kasap 等〔18〕以球狀聚丙烯腈-TiO2 復合吸附劑（TiO2/PAN）作為無機離子交換材料去除Sr2+，吸附過程為吸熱的非自發過程，遵循準二級吸附速率模型； 吸附速率受化學吸附的控制，Sr2+的去除過程早期受外部質量傳遞的控制，后期受粒內擴散的控制。 S. Kasap 等〔17〕應用超聲化學方法制備了TiO2 納米離子去除溶液中的Sr2+，其離子交換能力為11.82 mg/g，實驗數據符合Freundlich 模型和Dubinin- Radushkevich（D-R）模型，吸附過程是吸熱的非自發過程。
鈦酸鈉（MST）可由溶膠-凝膠法制備，對酸性和堿性溶液中包括鍶和錒系在內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+質量濃度為0.621 mg/L 的廢水， 24 h 時DF 能達到174。R. D. Hunt 等〔20〕制備了MST/HTiO 微球以適于吸附柱操作，MST 能夠均勻分散在復合微球內部，MST 質量分數為50%的微球在處理90Sr 活度為6.4×104 Bq/L 的放射性廢水時，對Sr2+的平均分配系數為9.90×104 mL/g，且微球流動性好，反應過程中不破裂。
四鈦酸鈉（STW）和四鈦酸鉀（PTW）具有特殊的層狀結構，表面積大、離子交換能力強，有利于吸附過程。Wei Guan 等〔21〕應用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 對離子強度更加敏感；Langmuir 模型能比Freundlich 更好地擬合實驗數據，在Langmuir 模型中，45 ℃、pH 為6 時， 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機離子交換劑，具有可觀的離子交換能力。T. Moller 等〔22〕應用硅鈦鈉（Na2Ti2O3SiO4·2H2O） 去除85Sr、134Cs 和57Co，在中性和堿性介質中，硅鈦酸鈉對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）具有框架結構，對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90Sr 的DF 分別為176、136，分配系數分別為 1.75×104、1.35×104 mL/g。
離子交換法對化學、熱、放射性穩定性高，對核素選擇性高，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。近年來研究者多致力于開發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一步研究。
1.3 其他方法
生物處理法包括植物修復法和微生物法。植物修復是利用綠色植物及其根際土著微生物的共同作用清除環境污染物的一種治理技術。綠萍通過植物過濾作用修復受污染的廢水，能夠在15 d 內分別積累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，但這種方法消耗時間長，而且會導致放射性生物質的積累。N. Ngwenya 等〔25〕應用硫酸鹽還原菌（SBS）從單一或混合溶液中去除Sr2+、Cs+、Co2+，在初始質量濃度為25~ 500 mg/L 范圍內，實驗數據符合Langmuir 模型， SBS 在單一溶液中對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Sr2+的最大去除能力分別降低 33%和34%。R. Dabbagh 等〔26〕應用藍藻的活性絲狀纖維細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.所產生的生物礦物羥磷灰石修復受金屬污染的水，并將其作為一種存儲放射性核素材料，在吸收Sr2+和Co2+時要比商業用的羥磷灰石有效。
膜分離法處理低放廢水時出水水質好，運行穩定，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 質量濃度為5.1× 10-6 mg/L 的地下水，DF 達到200。L. A. Richards 等〔28〕針對Sr2+初始質量濃度為1.30 mg/L 的地下水，采用UF+RO 組合工藝，分別應用BW30、TFC-S、 ESPA4 膜，去除率分別達到（99.6±0.2）%、（95.7± 0.9）%和（98.8±1.4）%；采用UF+NF 組合工藝，去除率達到（99.5±0.4）%；針對Sr2+初始質量濃度為0.475 mg/L 的地下水，采用UF+RO 組合工藝并應用 BW30 膜，去除率能達到（99.7±0.1）%。E. D. Hwang 等〔29〕在采用NF 工藝除鍶時投加聚丙烯酸，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、檸檬酸作為絡合劑，調節壓力為4.48×105 Pa，pH 在2~11 范圍內時去除率隨著pH 的升高而升高；pH 達到11 時，去除率能達到100%。具體參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。
2 結語
去除放射性廢水中鍶的相關研究不斷取得新進展，但放射性鍶的處理與處置仍然是一大難題，各種處理技術各有優缺點和適用范圍。因此，在實際工程應用中必須根據廢水中放射性鍶的活度、廢水量及出水水質要求等選擇上述一種或幾種方法，以達到理想的處理效果，并為放射性廢物的最終處置創造良好條件。從根本上來講，處理含鍶放射性廢水應該以提高DF、降低最終污染物體積為前提。
