对于含放射性元素的废水，任何水处理方法都不能改变其固有的放射性衰变特性。极低水平的放射性废水可排入水域(如海洋、湖泊、河流)，通过稀释扩散使其无害化;处理低、中、高水平的放射性废水时可将废水浓缩产物固化后与人类生活环境长期隔离，任其自然衰变。处理放射性废水时去污因数(DF)和浓缩倍数(CF)应尽可能高，前者是指废水原有的放射性活度与处理后剩余的放射性活度之比，后者指废水原有体积与处理后浓缩产物的体积之比。去除放射性废水中的铯，可使高放射性废水降为中、低放射性废水，进一步处理后可将达标废水排放或回用，浓缩产物经固化后深埋处置。除铯可采用化学沉淀法、离子交换法、蒸发法、萃取法、生物法等，笔者将对化学沉淀法、离子交换法的研究进展以及国内外相关研究的一些新方法进行重点介绍。
1 化学沉淀法
化学沉淀法是向溶液中加入某种沉淀剂，使待去除的金属离子与沉淀剂反应生成难溶化合物并沉淀出来，再经固液分离将金属离子去除〔1〕。该方法是基于溶度积理论，化合物的溶度积越小，越易生成沉淀，因此选择合适的沉淀剂是关键。以无机物作沉淀剂得到的是无机沉淀产物，有利于固化处置，且处理过程中不引入有机污染，这使得无机物成为沉淀剂的首选。表1列出了25℃下铯的无机难溶化合物的溶度积(Ksp)〔2〕。
铯的大多数无机难溶物的Ksp在10-5~10-2之间，该数量级的Ksp难以应用于化学沉淀法。Cs3〔Co(NO2)6〕的Ksp比其他化合物的小得多，理论上可用Co(NO2)6-与Cs+反应生成沉淀来去除Cs+。但应用中要将处理后溶液中的Cs+浓度降至尽可能小，由Ksp=[Cs+]3˙[Co(NO2)6-]计算，所需Co(NO2)6-的浓度很高，没有应用的可行性，也未见此法的文献报道。而铂化合物价格较高，也不适合作沉淀剂。因此，在无机物中寻找铯的沉淀剂可能性极低。
D.J.McCabe〔3〕研究表明，Na〔B(C6H5)4〕(NaTPB)可与Cs+发生反应：并得出25℃下CsTPB的Ksp为1.0×10-10。根据该Ksp进行计算，可知TPB-作为沉淀剂是完全可行的。用NaTPB作沉淀剂分离去除废水中的铯是众多学者的研究课题。R.A.Peterson等〔4〕将放射性活度为1.85×1010Bq/L的美国萨凡纳河高放含铯废水及0.31mol/L的NaTPB溶液分别以0.73、0.27mL/min的流量投加到500mL反应器中，在400r/min下搅拌30min，检测结果表明出水中铯的放射性活度可降至3.7×104Bq/L以下，由于原水的放射性活度较高，此方法的DF>105。S.M.Ponder等〔5〕用逆流方式将NaTPB溶液注入到Cs+初始浓度为1.4×10-4mol/L的碱性模拟废水中，采用连续流工艺沉淀分离废水中的铯，可将99.8%的铯沉淀出来。M.F.Debreuille等〔6〕用NaTPB将铯沉淀分离出来并对沉淀产物固化处置，同时将反应中产生的苯等易燃气体送往焚烧炉进行处置。这项技术已经在美国工业化应用，在温度为20~30℃、停留时间为0.5~2h、搅拌速度为200~1000r/min、Cs+初始浓度为1×10-4mol/L、NaTPB的物质的量过量50%的条件下，DF超过1000。E.H.Lee等〔7〕用NaTPB处理Cs+质量浓度为(926±20)mg/L的模拟裂变产物废水。当pH为6.3~13.2，NaTPB与Cs+的初始浓度之比>1时，搅拌10min即可将99%以上的铯沉淀出来，且温度(25~50℃)及搅拌速度(400~1000r/min)对沉淀量没有影响。用NaTPB处理高放射性废水中的铯，反应时间短，沉淀效果较好，但在反应器中运行时会产生泡沫，这是由于TPB-在碱性溶液中受到辐射后极易分解为苯、三苯基硼、二苯基硼、苯基硼、苯酚等易燃挥发性产物〔8〕。这些分解产物使得该方法具有潜在的安全风险〔9〕。
2 离子交换法
溶液中的铯通常以Cs+存在，因此可用阳离子交换剂进行去除。其中有机离子交换剂在高温和电离辐射下容易遭到破坏，其应用受到限制;而无机离子交换剂耐机械、热和辐照稳定性强，操作简便，且无机物结晶的离子交换位置更加均一，从而对某些元素有显著的选择性。近年来研究较多的无机离子交换剂有天然/人造沸石及黏土矿物、杂多酸盐及复合离子交换材料、金属亚铁氰化物、钛硅化合物等〔10〕。
2.1沸石及黏土矿物
沸石具有硅铝酸盐的骨架结构及可交换的阳离子，吸附和离子交换性能较强〔11〕。E.H.Borai等〔11〕的研究表明，与天然斜发沸石、天然丝光沸石及合成丝光沸石相比，天然菱沸石对铯有更强的吸附能力和分配系数Kd(Kd可反映吸附质在固、液两相中的迁移能力及分离效能)。对于放射性活度为2.28×104Bq/L的134Cs溶液，当天然菱沸石投加量为0.01g/L，其对134Cs的Kd为4.97×103mL/g。A.M.El-Kamash〔12〕用合成A型沸石作离子交换剂，采用序批式和固定床柱式两种操作方式去除水中的铯。研究结果表明，沸石对铯的吸附是吸热过程且反应自发进行;去除效果受原水流量、床层高度和初始浓度的影响，吸附速率常数随流量的增加而增大。JiaojiaoWu等〔13〕用蒙脱石处理质量浓度为30μg/L的硝酸铯溶液，当蒙脱石投加量为20g/L时，室温下对铯的吸附率超过98%，5min内可达吸附平衡，并可用Langmuir吸附等温式描述吸附过程。由于沸石及黏土矿物的交换容量受溶液酸度和含盐量影响较大，在高盐分和强酸度下对铯的交换容量低，因此这类离子交换剂较适于处理低酸度、低含盐量的放射性废水。
2.2多价金属磷酸盐及复合离子交换材料
有报道指出多价金属磷酸盐及复合离子交换材料对铯有较高的选择性和较强的吸附能力〔14,15〕，该类材料也是研究的热点。R.Yavari等〔16〕认为在pH<2及低浓度NaNO3存在条件下，磷酸钛(TMP)对铯和锶有很高的亲和力，但NaNO3浓度由0增至1mol/L时，Kd由104降至102mL/g以下。TMP对铯的吸附比锶快，10min内即可吸附80%的铯，80min时达到吸附平衡，而对锶的吸附平衡需100min以上。S.A.Shady〔17〕制备了有机复合离子交换剂间苯二酚-甲醛(R-F)和无机复合离子交换剂氧化锆-焦磷钼酸铵(ZMPP)并考察了其对Cs、Co、Zn、Eu的交换能力。结果表明，R-F和ZMPP对离子的选择交换顺序为Cs+>Co2+>Eu3+>Zn2+，这是由于半径小的离子更易进入离子交换剂的孔道中。相同pH下，R-F对铯的Kd高于ZMPP，当pH为7.21时，R-F的Kd为6.4×103mL/g，而ZMPP的Kd为158mL/g。Y.J.Park等〔18〕研究了磷钼酸铵-聚丙烯腈(AMP-PAN)对核电厂放射性洗涤废水中Co、Sr、Cs的去除效果，并考察了共存离子和表面活性剂对去除效果的影响。结果表明，AMP-PAN对3种元素的吸附能力为Cs>>Co>Sr，对铯的吸附量可达0.61mmol/g，Na+及阴、阳离子表面活性剂可使吸附量下降。多价金属磷酸盐易受共存Na+的干扰，影响处理效果。有机复合离子交换材料对铯的去除效果相对较好，但其耐辐射性较低，而且浓缩产物后续处理的难度较大。
2.3金属亚铁氰化物
金属亚铁氰化物对铯的选择性吸附能力强，相关研究较多。BingLi等〔19〕考察了亚铁氰化锌对低放废水中134Cs的去除效果及相关影响因素。研究结果表明，pH为1~10、134Cs初始放射性活度为3.2~160.0kBq/L时，投加0.33g/L亚铁氰化锌即可去除98%以上的134Cs，60min内达到吸附平衡，吸附量为9.6~463.0kBq/g。当温度为0~50℃且Ca2+、Fe3+、Mg2+、HCO3-、CO32-、Cl-、SO42-存在时，亚铁氰化锌对134Cs的去除效果不受影响，但当溶液中含有K+或Na+时，134Cs去除率降低。ChangpingZhang等〔20〕用亚铁氰化钾锌去除模拟废水中的铯。静态试验中，当亚铁氰化钾锌投加量为0.33g/L，Cs+质量浓度为100μg/L时，在15℃下振荡吸附60min后Cs+的去除率可达98%以上，DF为76;小试采用吸附-微滤工艺，持续曝气使吸附剂与废水充分混合，出水经微滤膜过滤后用蠕动泵抽出。试验处理水量1320L，浓缩产物体积为2.28L，出水中Cs+的平均质量浓度为0.59μg/L，平均DF为208，CF为539，具有毒性的CN-质量浓度<2μg/L。V.V.Milyutin等〔21〕研究了不同金属的亚铁氰化物共沉淀微量铯(105Bq/L)，当Mn+与Fe(CN)64-的物质的量比为1.33时，金属亚铁氰化物对137Cs的分配系数见表2。
分配系数较高的是二价过渡金属(Ni2+、Fe2+、Co2+、Cd2+、Cu2+)及铀酰的亚铁氰化物。C.Loos-Neskovic及S.Ayrault等〔22,23,24〕对亚铁氰化铜的制备方法、结构组成及其对铯的吸附机理进行深入研究。研究认为沉淀法、局部生长法及凝胶生长法可制备出不同结构的产物〔24〕，其中K2CuFe(CN)6具有三斜晶体结构〔22〕，这种晶体结构不是线性的—Fe—C—N—Cu—链状，而是具有褶皱层的网状结构，其除铯机理是K+与Cs+的离子交换。另一产物Cu2Fe(CN)6˙xH2O具有立方晶体结构〔23〕，两个铁原子之间存在空位，这些空位可被水分子或盐占据;铜原子则占据两类不同的位置，其中Cu1原子可与氰化物桥联形成络合物，Cu2原子不与氰化物桥联因而不稳定。其对铯的吸附机理包括离子向固相扩散以及形成新的固相两个步骤。从对铯的吸附效果来看，Cu2Fe(CN)6的吸附速度更快、吸附容量更高，而且稳定性好〔22〕。V.Avramenko等〔25〕将Me2Fe(CN)6和MeK2Fe(CN)6(Me=Cu、Co、Ni)固定于羧基乳胶上形成稳定的胶体吸附剂以去除溶液中的铯。这种新型吸附剂对铯的吸附能力为1.3~1.5mol/mol，由于该吸附剂具有高度稳定性和较小的粒径，可穿透多孔介质，因此可用于吸附固体材料(如受污染的土壤、废弃的离子交换树脂等)中的铯。金属亚铁氰化物的制备方法简单、原料廉价易得，但不同金属的亚铁氰化物除铯能力有所差异，其中以过渡金属的亚铁氰化物效果最好，应用中可根据废水的特征及处理要求选择适宜的金属亚铁氰化物。
2.4钛硅化合物
钛硅化合物是一类新型材料，具有通道结构且辐照稳定性强。R.G.Anthony等〔26,27〕最先合成了结晶钛硅化合物(CST或TAM-5)，后由美国UOP公司开发为粉末状和颗粒状产品，分别命名为IE910和IE911。试验表明〔27〕：CST可选择性去除5.7mol/LNa+溶液中的Cs+;处理含5.7mol/LNaNO3、100mg/LCs+和20mg/LSr2+的混合溶液时，CST对Cs+的分配系数>105mL/g。20世纪90年代美国能源部用IE910和IE911处理萨凡纳河、汉福特及橡树岭等地高放废水中的铯，取得了良好效果〔28〕。S.Solbra等〔29〕制备了水合钛硅酸钠Na1.6H0.4Ti2O3SiO4˙2H2O(STS)，并考察了其对铯的去除效果。结果表明，STS在酸性、中性、碱性条件下对铯均有较好的离子交换性能，Kd可达106mL/g，用其处理Cs+初始质量浓度为6.0mg/L的林格溶液，投加量为0.01~0.001g/mL时的DF>1000。然而N.R.Mann等〔30〕认为IE911对铯的亲和力虽然较高，但在K+、Na+、H+等竞争离子存在下及升温过程中(25℃升至50℃)，Kd会降低60%。我国对钛硅化合物的研究起步较晚，张继荣等〔31〕用水热法合成出一种新型结晶水合钛硅酸盐(CST)，在1mol/LHNO3溶液中CST对Cs+的交换量为0.63mmol/g;pH为3时，CST对Cs+的交换量最大为1.6mmol/g。于波等〔32,33〕合成了钛硅酸钠(Na4Ti4Si3O10)，研究结果表明，Na4Ti4Si3O10在整个pH范围内对铯有极高的选择性，pH为3~9时除铯效果最好，Kd可达6×104mL/g以上。钛硅酸盐对铯的交换平衡时间通常在24h以上甚至数天〔27,29〕，处理周期较长，但其在应用中已显示出良好的理化性能和较为理想的除铯效果。具有高分配系数和去污因数的离子交换剂如IE910、IE911的合成方法仍未见公开报道，国内合成的此类离子交换剂除铯效果尚有差距，但钛硅化合物仍是极具发展前景的新型离子交换剂。
3 其他处理方法
蒸发法处理含铯废水的效果也较好。尉凤珍等〔34〕用釜式蒸发装置对放射性活度分别为6.79×103、1.82×106Bq/L的低放和中放废水进行蒸发处理，DF分别为1.76×104、6.17×105。蒸发法虽可获得较高的DF，但存在反应器易结垢、反应中产生泡沫、盐沉积易引起腐蚀等问题，而且运行费用比化学沉淀法高20~50倍〔1〕。近年来萃取法除铯也备受关注。P.K.Mohapatra等〔35〕将适量氯化双碳杂硼烷基合钴溶于三氟甲基苯硫醚砜中，用多孔聚四氟乙烯平板膜支撑体浸渍形成液膜，该液膜可在酸性溶液中选择性萃取分离铯，DF>100。利用植物、微生物或细菌等除铯是最近研究的新方法。S.Singh等〔36〕将水生植物飞机草的根部浸于pH=6、放射性活度分别为1×106、5×106、1×107Bq/L的3种溶液中，15d后对137Cs的去除率分别为89%、81%、51%，为去除低放废水中的137Cs提供了一种植物修复方法。CanChen等〔37〕用酿酒酵母作生物吸附剂，对Pb2+、Ag+、Sr2+、Cs+进行了吸附试验。当离子初始浓度为1mmoL/L、酵母投加量为2g/L、溶液pH为4时，30min内酵母对4种离子去除率达90%以上，对Cs+的最大吸附量为0.076mmoL/g。N.Ngwenya等〔38〕考察了硫酸盐还原菌(SRB)对Sr2+、Cs+、Co2+的去除效果。在铯单独存在、锶铯共存及铯钴共存的情况下，SRB对Cs+的最高吸附量分别达238.1、107.5、131.6mg/g。但目前用生物法去除溶液中的铯还仅限于实验室研究阶段。
4 结论
含铯放射性废水的处理应向处理效率高、设备简单、费用低、方法安全可靠的方向发展。采用化学沉淀法除铯时，四苯硼钠是最佳沉淀剂之一，但会产生有害气体，安全性存在潜在风险。蒸发法的设备复杂，运行维护费用高。萃取法使用的萃取剂多数是毒性高、结构复杂的有机物，对环境影响较大。而利用植物或微生物的吸附作用除铯的研究刚起步，用于处理实际放射废水还需深入研究。相比之下，离子交换法的除铯效率高、应用范围广，其中过渡金属亚铁氰化物和钛硅酸盐的除铯效果最好，极具发展前景。
原标题:放射性废水中铯去除方法
