Nghiên cứu quá trình tích tụ Urani, Thori và một số đồng vị phóng xạ khác từ đất vào thực vật

ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
o0o






LƯU VIỆT HƯNG






NGHIÊN CỨU QUÁ TRÌNH TÍCH TỤ URANI, THORI
VÀ MỘT SỐ ĐỒNG VỊ PHÓNG XẠ KHÁC
TỪ ĐẤT VÀO THỰC VẬT






LUẬN ÁN TIẾN SĨ KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

HÀ NỘI - 2014
ĐẠI HỌC QUỐC GIA HÀ NỘI
TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
o0o






LƯU VIỆT HƯNG



NGHIÊN CỨU QUÁ TRÌNH TÍCH TỤ URANI, THORI
VÀ MỘT SỐ ĐỒNG VỊ PHÓNG XẠ KHÁC
TỪ ĐẤT VÀO THỰC VẬT


Chuyên ngành: Môi trường đất và nước
Mã số: 62 85 02 05



LUẬN ÁN TIẾN SĨ KHOA HỌC MÔI TRƯỜNG

NGƯỜI HƯỚNG DẪN KHOA HỌC
1. PGS.TS. Bùi Duy Cam
2. TS. Đặng Đức Nhận




HÀ NỘI - 2014
LỜI CAM ĐOAN

Tôi xin cam đoan đây là công trình nghiên cứu của riêng tôi và một vài số liệu
cùng cộng tác với các cộng sự khác. Các kết quả, số liệu trong luận án là trung thực,
một phần đã được công bố trên các tạp chí chuyên ngành với sự đồng ý của các đồng
tác giả, phần còn lại chưa được công bố trong bất cứ một công trình nào.

Hà Nội, ngày tháng 8 năm 2014
Tác giả


Lưu Việt Hưng
LỜI CẢM 

Tôi xin bày tỏ lòng biết ơn sâu sắc tới PGS.TS. Bùi Duy Cam và TS. Đặng Đức
Nhận đã tận tình hướng dẫn và ủng hộ tôi trong suốt quá trình học tập, nghiên cứu.
Tôi xin chân thành cảm ơn các thầy cô giáo, các anh chị cán bộ Khoa Môi
trường và Phòng Sau đại học của Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Đại học Quốc
gia Hà Nội đã giúp đỡ và bổ sung cho tôi rất nhiều kiến thức trong quá trình thực hiện
luận án.
Tôi xin chân thành cảm ơn bạn bè và các đồng nghiệp tại Phân viện Phòng

chống vũ khí hạt nhân, sinh học, hóa học (NBC), Viện Hóa học- Vật liệu, Viện Liên
hiệp nghiên cứu hạt nhân Dubna/Cộng hòa Liên bang Nga và Cục Khoa học quân
sự/Bộ Quốc phòng đã tạo mọi điều kiện thuận lợi, cùng cộng tác trong nghiên cứu và
cung cấp nhiều kiến thức để hoàn thành bản luận án này.
Cuối cùng, tôi xin bày tỏ lòng biết ơn chân thành tới gia đình và những người
thân đã luôn động viên giúp tôi hoàn thành bản luận án này.
Hà Nội, ngày tháng 8 năm 2014
Nghiên cứu sinh






1

MC LC
Trang

LI CAM OAN
LI CM N
MC LC 1
DANH MC CÁC CH VIT TT 4
DANH MC BNG 5
DANH MC HÌNH V,  TH 7
M U
8
CHNG 1.
TNG QUAN TÀI LIU
13

1.1.

Tng quan v phóng x trong môi trng đt
13
1.1.1.

Phóng x t nhiên trong môi trng đt
13
1.1.2.

Ht nhân phóng x có ngun gc v tr
18
1.1.3.

Ht nhân phóng x có ngun nhân to
19
1.2.

Dng tn ti ca mt s ht nhân phóng x trong môi trng đt
20
1.2.1.

Urani trong môi trng đt
20
1.2.2.

Thori trong môi trng đt
25
1.2.3.

Xezi trong môi trng đt
26
1.2.4.

Stronti trong môi trng đt
28
1.2.5.

Plutoni trong môi trng đt
30
1.3.

Hp thu và tích t khoáng cht, phóng x t đt vào thc vt
31
1.3.1.

C ch hp thu và tích t khoáng cht, phóng x ca thc vt
31
1.3.2.

Kh nng tích t khoáng cht, phóng x trong thc vt
38
1.3.3.

H s vn chuyn urani t đt vào cây
42
1.3.4.

H s vn chuyn xezi t đt vào cây
43

1.3.5.

H s vn chuyn stronti t đt vào cây
45
1.4.

nh hng ca ô nhim phóng x
45
1.4.1.

nh hng ca phóng x đi vi con ngi
45
1.4.2.

nh hng ca phóng x lên môi trng đt
46
1.5.

Các công ngh x lý ô nhim phóng x trong đt
47
1.5.1.

Công ngh ngn chn
47
1.5.2.

Công ngh đóng rn, n đnh
50
1.5.3.

Công ngh tách bng hóa hc
51
1.5.4.

Công ngh tách bng phng pháp vt lý
52
1.5.5.

Thy tinh hóa hoc bitum hóa
54
1.5.6.

Công ngh x lý bng thc vt
55

2

CHNG 2.

I TNG, NI DUNG VÀ PHNG PHÁP NGHIÊN CU
59
2.1.

i tng nghiên cu
59
2.2.

Ni dung nghiên cu
60
2.3.

Phng pháp nghiên cu
61
2.3.1.

Phng pháp b trí thí nghim
61
2.3.1.1.

Thí nghim vi c vetiver 61
2.3.1.2.

Thí nghim vi ci canh 62
2.3.2.

Phng pháp ly mu
62
2.4.
Các phng pháp phân tích
63
2.4.1.

Phân tích urani và các nguyên t khác
63
2.4.2.

Phng pháp xác đnh các ch tiêu hóa lý các m
u đt thí
nghim
65

2.4.3.

Phng pháp đánh giá qua h s vn chuyn (TF) và kh
nng chu đng (Tol)
66
2.4.4.

Chng trình đm bo và kim soát cht lng phân tích
67
2.4.5.

Phng pháp x lý s liu
67
CHNG 3.

KT QU NGHIÊN CU VÀ THO LUN
68
3.1.

Tính cht ca các loi đt nghiên cu
68
3.2.

iu tra, kho sát mc hp thu ca mt s kim loi nng v
à
phóng x t đt vào thc vt ti khu vc t khoáng x
ã Thu
Cúc, huyn Tân Sn, tnh Phú Th
71
3.3.

Nghiên cu kh nng hp thu và tích t urani t đt vào cây
ci canh và c vetiver
78
3.3.1.

Hp thu và tích t urani t đt vào cây ci canh
78
3.3.1.1.

Nghiên cu nh hng ca tính cht đ
t đn kh nng hp thu
Urani và sinh trng ca cây ci canh
78
3.3.1.2.

Nghiên cu kh nng hp thu và tích t urani trong các thành ph
n
khác nhau ca cây ci canh
81
3.3.1.3.

Tng quan gia hàm lng urani trong đt và trong cây ci canh

83
3.3.1.4.

Tng quan gia hàm lng urani trong ci canh và tính ch
t
ca đt

84
3.3.1.5.

Hiu qu hp thu và tích t urani t đt ca cây ci canh 91
3.3.2.

Hp thu và tích t urani t đt vào c vetiver
92
3.3.2.1.

Sinh khi và kh nng tích t urani ca c vetiver 92
3.3.2.2.

Vn chuyn và tích t urani ca c vetiver 95
3.3.2.3.

Tng quan gia hàm lng urani trong đt và trong c vetiver 96
3.3.2.4.

Các tng quan gia tính cht đt và hàm lng urani trong c

vetiver
97

3

3.3.2.5.

Hiu qu hp thu và tích t urani t đt ca c vetiver 102
3.4.

Nghiên cu kh nng vn chuyn và tích t urani, thori, x
ezi
và stronti t đt vào cây ci canh và c vetiver
103
3.4.1.

Vn chuyn và tích t đng thi urani, thori, xezi và stronti t
 đt
vào cây ci canh
103
3.4.1.1.

Nghiên cu nh hng ca tính cht đt và hn hp Cs, Sr, Th

và U đn sinh trng ca ci canh
103
3.4.1.2.

Nghiên cu kh nng vn chuyn và tích t hn hp Cs, Sr, Th

và U ca các thành phn cây ci canh
106
3.4.1.3.

Tng quan gia hàm lng urani tích t trong cây ci
canh và
tính cht đt
108
3.4.1.4.

Hiu qu hp thu và tích t urani t đt vào c
i canh trong đt ô
nhim hn hp Cs, Sr, Th và U
111
3.4.2.

Vn chuyn và tích t urani, thori, stronti và xezi t đt vào c
vetiver
112
3.4.2.1.

Sinh khi và kh nng tích t hn hp Cs, Sr, Th và U c
a c
vetiver
112
3.4.2.2.

Vn chuyn và tích t hn hp Cs, Sr, Th và U ca c vetiver 114
3.4.2.3.

Các tng quan gia tính cht đt và mc hp thu, tích t
 các ô
nhim urani, thori, stronti và xezi trong thân+lá và r c vetiver
116
3.4.2.4.

Hiu qu hp thu và tích t urani t đt vào c vetiver trong đ
t
ô nhim hn hp U, Th, Sr và Cs

118
KT LUN VÀ KIN NGH
120
DANH MC CÁC CÔNG TRÌNH KHOA HC CA TÁC GI LI
ÊN QUAN
N LUN ÁN
122
TÀI LIU THAM KHO
123
PH LC
131


4

DANH MC CÁC CH VIT TT
T, cm
t vit tt
Ting Anh Ting Vit
BF Bioaccumulation Factor H s tích ly sinh hc
CEC Cation Exchange Capacity Dung tích trao đi cation
DU Deplated uranium Urani nghèo
/c i chng
Eh Th oxy hóa kh
FES Frayed edge sites Các v trí cnh sn
GAA Gamma activation analysic Phân tích kích hot gamma
IAEA International Atomic Energy
Agency
C quan Nng lng Nguyên t Quc
t

ICP-MS Inductively Couple Plasma-
Mass Spectrometry
Khi ph lng plasma cm ng
NORM Naturally Occurring
Radioactive Materials
Vt liu phóng x sn có trong t
nhiên
PCBs Polychlorinated biphenyls Nhóm các hóa cht nhân to (khó
phân hy)
REE Rare earth element Nguyên t đt him
SOM Soil Organic Matter Vt cht hu c đt
TF Transfer Factor H s vn chuyn
Tol Tolerance Kh nng chu đng
WHO World Health Organization T chc Y t Th gii
XRFA X-ray fluorescence analysic Phân tích hunh quang tia X



5

DANH MC BNG

STT Tên bng Trang
Bng 1.1. Thi gian bán phân rã và đ ph bin c
a các đng v phóng x
t nhiên có mc đóng góp ch yu vào m
c liu bc x đi vi
công chúng
14
Bng 1.2. Hàm lng phóng x t nhiên trong đá pht phát

khai thác làm
phân lân ca mt s nc trên th gii
16
Bng 1.3. Hot đ phóng x ca
226
Ra,
232
Th (
228
Ra) and
40
K trong phân
lân ca mt s quc gia
17
Bng 1.4. Các nhân phóng x có ngun gc t v tr trong môi trng 19
Bng 1.5. Giá tr các h s vn chuyn (TF) t đt vào cây c
a mt
s loi thc vt đi vi mt s kim loi và đng v phóng x
40
Bng 1.6. H s vn chuyn (TF) ca urani t đt lên cây c
a mt s loi
hoa màu và rau trng t nhiên
42
Bng 1.7. H s vn chuyn (TF) ca xezi t đt lên cây 44
Bng 1.8. Mt s loi cây, c và thc vt có hoa tích ly phóng x 56
Bng 3.1. c tính vt lý và thành ph
n hóa hc hóa hc ca bn loi đt
s dng trong nghiên cu
68
Bng 3.2. Hàm lng các nguyên t trong cây chè và rau ngót t

i Thu
Cúc, Tân Sn, Phú Th
73
Bng 3.3. Hàm lng các nguyên t trong vetiver và ngô t
i Thu Cúc,
Tân Sn, Phú Th
74
Bng 3.4. Hp thu và tích t urani trong các thành phn ca rau ci canh 81
Bng 3.5. Các h s tng quan cp gia các tính cht đt và hàm l
ng
urani trong thân+lá ci canh
85
Bng 3.6. Các h s tng quan cp gia các tính cht đt và hàm l
ng
urani trong r ci canh
86
Bng 3.7. Mi quan h gia hàm lng urani trong thân+lá ci canh v
à
các tính cht ca đt
88
Bng 3.8. Mi quan h gia hàm lng urani trong r ci canh v
à các tính
cht ca đt
88
Bng 3.9. Hp thu và tích ly urani ca c vetiver 95
Bng 3.10.

Các h s tng quan cp gia thành phn đt và hàm l
ng
urani trong thân+lá c vetiver

98

6

Bng 3.11.

Các h s tng quan cp gia thành phn đt và hàm l
ng
urani trong r c vetiver
98
Bng 3.12.

Mi quan h nhiu bin gia hàm lng urani trong thân+lá c

vetiver và các tính cht ca đt
100
Bng 3.13.

Mi quan h nhiu bin gia hàm lng urani trong r
 c
vetiver và các tính cht ca đt
101
Bng 3.14.

Hp thu và tích t đng thi hn hp Cs, Sr, Th và U t
 các
loi đt khác nhau ca ci canh
107
Bng 3.15.

Các h s tng quan theo cp gia thành phn đt vi h
àm
lng urani trong thân+lá c
i canh ca đt cha hn hp Cs, Sr,
Th và U
109
Bng 3.16.

Các h s tng quan theo cp gia thành phn đt vi hàm l
ng
U trong r ci canh ca đt cha hn hp Cs, Sr, Th và U
109
Bng 3.17.

Hp thu và tích t đng thi hn hp Cs, Sr, Th và U t
các
loi đt ô nhim khác nhau ca c vetiver
115


7

DANH MC HÌNH V,  TH

STT Tên hình v, đ th Trang
Hình 1.1. Phân b các nhân phóng x quan trng và các kim loi nng

t đá pht phát sang phân lân và supe lân đn trong quá trình

sn xut phân lân bng phng pháp t
17
Hình 1.2.

S đ tng quan gia pH dung dch và d
ng tn ti ca ion
uranyl
23
Hình 1.3. Cây có kh nng tng c
ng hp thu kim loi (Me) bng cách
tit H
+
(A) và tng th oxy hóa kh vùng r (B)
36
Hình 1.4. Công ngh cô lp (cách ly) cht thi phóng x 48
Hình 1.5. Rào cn thng đng x lý cht thi phóng x 49
Hình 1.6. Công ngh tách chit đt nhim phóng x 52
Hình 1.7.

Quá trình x lý đt nhim phóng x bng phng pháp tuyn ni

54
Hình 3.1. Ph hunh quang tia X ca mu lá chè vi ngun kích hot
109
Cd 72
Hình 3.2. nh hng ca hàm lng urani đ
n sinh khi ca cây ci canh
79
Hình 3.3. Mi tng quan gia hàm lng urani trong ci canh
và trong

đt
83
Hình 3.4. H s vn chuyn (TF) urani t đt vào thân+lá và r c
i canh
ti hàm lng urani trong đt là 250mg/kg
91
Hình 3.5. nh hng ca hàm lng urani đn sinh khi c vetiver 93
Hình 3.6. Tng quan hàm lng urani trong c vetiver và trong đt 97
Hình 3.7. H s vn chuyn (TF) urani t đt vào c vetiver ti h
àm
lng 250mg U/kg đt
102
Hình 3.8. nh hng ca hàm lng hn hp Cs, Sr, Th, U nhim th
êm
vào đt đn sinh khi ci canh trng trên các n
n đt khác
nhau
104
Hình 3.9. H s vn chuyn (TF) urani t đt vào c
i canh khi đt b ô
nhim bi hn hp Cs, Sr, Th và U vi hàm l
ng 250mg/kg
mi nguyên t
112
Hình 3.10.

nh hng ca hn hp Cs, Sr, Th, U trong đ
t đn sinh khi
c vetiver
113

Hình 3.11.

H s vn chuyn (TF) urani t đt vào c
 vetiver trong hn
hp Cs, Sr, Th và U ti hàm lng 250mg/kg
119


8

ẦU

1. Tính cấp thiết của đề tài
Cùng với sự phát triển kinh tế toàn cầu, vấn đề ô nhiễm không khí, đất và
nước ngày càng trở thành vấn đề cấp bách đang được các quốc gia trên thế giới
quan tâm. Tình trạng ô nhiễm môi trường đã gây ra những tác động xấu đến sức
khoẻ con người và hệ sinh thái, làm tăng gánh nặng kinh tế cho các quốc gia vì chi
phí khắc phục những hậu quả. Ô nhiễm đất đang rất được quan tâm bởi vì đây là nơi
trung chuyển các chất gây ô nhiễm vào thực vật và nguồn nước mà hậu quả là qua
nguồn cung cấp thực phẩm sẽ ảnh hưởng đến con người.
Từ giữa thế kỷ 20, công nghệ hạt nhân đã phát triển theo hướng chạy đua vũ
khí hạt nhân trong cuộc chiến tranh lạnh. Các lò phản ứng hạt nhân được phát triển
để sản xuất điện năng và nhiên liệu làm bom hạt nhân. Ô nhiễm phóng xạ nhân tạo
trên bề mặt Trái đất xuất phát từ các thử nghiệm vũ khí hạt nhân được Mỹ, Liên Xô,
Pháp, Anh và sau này là một số nước khác như Trung Quốc, Ấn Độ thực hiện.
Ngoài ô nhiễm phóng xạ tại khu vực thử nghiệm và vùng lân cận, các vụ thử
nghiệm vũ khí trên không đã gây ra bụi phóng xạ gồm các sản phẩm phân hạch của
bom nguyên tử cũng như nguyên liệu hạt nhân của bom khinh khí là triti rơi lắng
trên phạm vi toàn cầu. Các ngành công nghiệp của chu trình nhiên liệu hạt nhân, từ
khai thác quặng urani đến tái chế thu hồi nhiên liệu hạt nhân và các sản phẩm khác

như plutoni, quản lý và cất giữ chất thải phóng xạ cũng đã thải vào môi trường một
lượng nhất định các chất thải phóng xạ gây ô nhiễm môi trường đất, nước, không
khí và thảm thực vật.
Sự hiện diện của các hạt nhân phóng xạ trong lớp đất mặt, nước và không khí
gây ra mối rủi ro đối với hệ sinh thái và sức khỏe con người. Cường độ phóng xạ tự
nhiên của đất phụ thuộc chủ yếu vào điều kiện địa chất, địa lý và dạng tồn tại của
các nhân phóng xạ trong các loại đất khác nhau của từng vùng trên thế giới. Mức
phông bức xạ môi trường trên mặt đất có liên quan đến thành phần cấu tạo địa chất
của mỗi khu vực và hàm lượng của urani, thori và kali trong đất [20, 53, 65]. Trong

9

môi trường phóng xạ, con người bị ảnh hưởng chiếu xạ từ bên ngoài và chiếu xạ
bên trong cơ thể qua con đường hô hấp và tiêu hóa thực phẩm các chất. Phóng xạ
trong môi trường đất có khả năng phân tán dưới dạng son khí chứa phóng xạ tới độ
cao vài chục mét gây nguy cơ chiếu xạ trong đối với phổi qua đường hô hấp. Các
rủi ro sức khỏe do nhiễm xạ là ung thư và di truyền do đột biến gien với xác suất
nhất định [2, 8, 95, 97].
Hiện nay, nghiên cứu sử dụng sinh vật chỉ thị trong quan trắc, đánh giá và xử
lý môi trường đã được nghiên cứu và áp dụng rộng rãi trên thế giới. Sinh vật chỉ thị
liên quan mật thiết đến hiện trạng môi trường sống. Thực vật không có khả năng
phân biệt các đồng vị của các nguyên tố. Đồng vị phóng xạ được sử dụng rộng rãi
như chất đánh dấu trong các nghiên cứu sinh lý thực vật và sinh hóa động vật. Nói
chung thực vật phản ứng với đồng vị phóng xạ tương tự như các đồng vị khác có
tính chất hóa lý tương tự. Thực vật cũng là một mắt xích quan trọng trong việc vận
chuyển các hạt nhân phóng xạ từ các nguồn gây ô nhiễm đến con người và có thể
được sử dụng như những chỉ thị trong quan trắc ô nhiễm phóng xạ môi trường bằng
các chỉ thị sinh học [5, 26, 38, 39, 41].
Nghiên cứu vận chuyển các đồng vị phóng xạ từ đất vào cây là một lĩnh vực
rất được quan tâm ở Việt Nam. Trong những năm qua đã có một số cán bộ khoa học

trong nước, ví dụ các nhóm nghiên cứu của tác giả Nguyễn Hào Quang, Đặng Đức
Nhận đã nghiên cứu xác định hệ số vận chuyển (TF) của
134
Cs và
84
Sr phóng xạ từ
đất vào lúa và rau bắp cải trong một chương trình phối hợp nghiên cứu với Cơ quan
Năng lượng nguyên tử quốc tế (IAEA) [39]. Đã có dự án điều tra về mức độ tồn lưu
của
90
Sr,
137
Cs và
239+240
Pu trong đất không canh tác và canh tác của Việt Nam; điều
tra về phóng xạ trong đất và thực vật [8, 59, 60].
Trong những năm qua đã có nhiều công bố của các nhà khoa học trên thế giới
về hệ số vận chuyển các đồng vị phóng xạ từ đất vào cây trồng sau sự cố Checnobyl
ở Ukraina; sau đó là các cuộc xung đột có sử dụng đạn chế tạo từ urani nghèo v.v
[17, 18, 103]. Trong số các nghiên cứu kể trên, nhiều dự án liên quốc gia nghiên cứu
vận chuyển của urani từ đất vào cây trồng đã được triển khai. Theo H. Shahandeh và

10

L.R. Hossner [73], cây hoa hướng dương (H) có thể hấp thu tối đa
6.200mg U/kg trong rễ khi đất bị ô nhiễm; cây cải canh () có thể hấp
thụ khoảng 450mg U/kg trong rễ khi đất bị ô nhiễm 100mg U/kg. Ngoài ra, hoa
hướng dương, rau cải và một số cây họ Đậu còn hấp thu tốt một số đồng vị phóng xạ
nhân tạo khác [38]. Các nghiên cứu đều cho thấy các loại cây hai lá mầm có khả năng
hấp thu và tích tụ các đồng vị phóng xạ như urani, xezi, stronti tốt hơn so với các loại

cây một lá mầm.
Nghiên cứu phóng xạ môi trường hiện nay có hai hướng được quan tâm. Thứ
nhất là xác định mức độ tích tụ các đồng vị phóng xạ trong lương thực và thực
phẩm trong khu vực đất bị ô nhiễm nhằm đánh giá mức rủi ro sức khỏe con người
do chiếu xạ ngoài và chiếu xạ trong. Thứ hai là nghiên cứu tìm được loài cây có
khả năng hấp thu và tích tụ tốt các chất phóng xạ từ đất để phát triển công nghệ tẩy
xạ môi trường đất bằng công nghệ thảm thực vật (phytoremediation).
Đề tài: “Nghiên cứu quá trình tích tụ urani, thori và một số đồng vị phóng
xạ khác từ đất vào thực vật” với đối tượng nghiên cứu là cây cải canh (
) và
cỏ vetiver (
 
)
nhằm đánh giá khả năng hấp thu và
tích tụ urani, thori, xezi và stronti phóng xạ từ một số loại đất của Việt Nam vào
thực vật làm thực phẩm (rau) và khả năng xử lý đất nhiễm phóng xạ theo công nghệ
phục hồi bằng thảm thực vật.
Cây cải canh () thuộc loài cây hai lá mầm, lá bản rộng và chu
kỳ vòng đời ngắn (không quá hai tháng) có nhu cầu dinh dưỡng cao từ đất và tốc độ
bốc hơi qua lá cao. Do vậy, có thể dự đoán cải canh hấp thu và tích tụ tốt phóng xạ
cùng với dinh dưỡng. Cỏ vetiver () tuy là loài cây một lá mầm
nhưng có bộ rễ rất phát triển, khả năng chịu hạn tốt. Bộ rễ phát triển rộng và sâu của
cỏ là để hút đủ nước và dinh dưỡng. Do vậy, cũng có thể dự đoán cỏ vetiver có khả
năng hấp thu tốt phóng xạ từ đất. Câu hỏi được đặt ra là liệu cải canh trồng trên đất
ô nhiễm phóng xạ urani, thori, xezi và stronti có bị ô nhiễm phóng xạ đến mức mất
an toàn bức xạ đối với công chúng sử dụng nó không? Để rau chỉ hút được một
phần nhỏ từ đất, trong giới hạn cho phép về an toàn bức xạ đối với thực phẩm thì

11

chế độ canh tác phải như thế nào? Trong trường hợp cần tẩy xạ môi trường đất bằng
công nghệ thảm thực vật thì cần phải chăm sóc cỏ như thế nào? Đây là các nội dung
nghiên cứu và lý do chọn đề tài của nghiên cứu sinh.
2. Ý nghĩa khoa học và thực tiễn của đề tài
- Kết quả của đề tài góp phần cung cấp thêm dẫn liệu về quá trình tích tụ của
một số nhân phóng xạ trong đất của Việt Nam vào một số loài thực vật. Định hướng
cho việc sử dụng lương thực, thực phẩm trong vùng bị nhiễm xạ để đảm bảo an toàn
cho con người; xác định loài thực vật có khả năng sử dụng để xử lý đất nhiễm xạ
trong điều kiện thực tế ở nước ta, một lĩnh vực khoa học quan trọng mà ở nước ta
chưa được nghiên cứu nhiều.
- Đề tài góp phần đưa ra những kết quả mới về ảnh hưởng của các thành phần
hóa học của đất đến quá trình vận chuyển và tích tụ của một số chất phóng xạ vào
thực vật và cây trồng.
- Kết quả nghiên cứu của đề tài tạo cơ sở khoa học cho việc sử dụng đất và hệ
thống cây trồng có hiệu quả, nhất là trong chiến tranh có sử dụng vũ khí có chứa
urani nghèo (đã được sử dụng phổ biến trong chiến tranh vùng Vịnh, Nam Tư và
Apganixtan) hoặc trong các vùng xảy ra sự cố với lò phản ứng hạt nhân.
- Kết quả nghiên cứu đưa ra khả năng sử dụng thực vật để cô lập và xử lý đất
bị nhiễm xạ cũng như được sử dụng trong tính toán bảo đảm an toàn bức xạ cho con
người và môi trường.
3. Mục tiêu của luận án
- Điều tra khả năng hấp thu, tích tụ urani, thori một số đồng vị phóng xạ khác từ
đất vào một số loại thực vật ở Việt Nam.
- Nghiên cứu một số yếu tố ảnh hưởng đến quá trình vận chuyển, tích tụ của
urani và một số đồng vị phóng xạ khác từ tầng đất mặt vào thực vật, định hướng cho
công tác đảm bảo an toàn bức xạ cho công chúng.
- Có cơ sở khoa học đánh giá hàm lượng urani và một số đồng vị phóng xạ khác
trong một số loại thực vật và khả năng sử dụng thực vật để xử lý đất nhiễm phóng xạ.

12

4. Những đóng góp mới của đề tài
- Lần đầu tiên các phương pháp phân tích kích hoạt bằng chùm tia gamma đã
được ứng dụng ở Việt Nam để nghiên cứu hệ số vận chuyển phóng xạ từ môi
trường đất vào cây với mục đích đảm bảo an toàn bức xạ cho công chúng và áp
dụng công nghệ thực vật xử lý phóng xạ trong môi trường đất.
- Luận án đã thu thập được bộ số liệu chi tiết về hàm lượng các nhân phóng
xạ urani, thori trong rau ngót, lá chè, ngô và cỏ vetiver trồng trên nền đất có hàm
lượng cao hai nguyên tố urani và thori là đất thôn Chiềng, xã Thu Cúc huyện Tân
Sơn, tỉnh Phú Thọ.
- Lần đầu tiên ở Việt Nam phát hiện ra vai trò của vi lượng kẽm trong đất
của Việt Nam có khả năng kích thích sinh trưởng kéo theo tăng cường hấp thu và
tích tụ phóng xạ urani, thori, stronti và xezi từ đất vào thực vật.
- Đối với các loại đất phổ biến ở Việt Nam, lần đầu tiên phát hiện được hiệu
ứng làm giảm mức hấp thu-tích tụ các nhân phóng xạ urani, thori, stronti, xezi từ
đất vào cây trồng của dinh dưỡng lân và kali khi đất bị ô nhiễm đồng thời cả bốn
nhân phóng xạ.



13

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN TÀI LIỆU
1.1. Nghiên cứu tổng quan về phóng xạ trong môi trường đất
Trong tự nhiên đã xác định sự tồn tại của gần 230 đồng vị phóng xạ. Theo mức
độ phân bố và tổng hoạt độ phóng xạ trong vỏ trái đất chúng được chia thành các
nhóm lớn. Trong đó nhóm các đồng vị phóng xạ phân bố nhiều trong tự nhiên và
mức đóng góp vào liều chiếu xạ đối với công chúng thì nhóm các họ phóng xạ urani
(U), thori (Th) và các đồng vị nguyên thủy kali (

40
K) và
87
Rb là quan trọng hơn cả.
Sản phẩm phân rã của chuỗi urani là radon (
222
Rn) đóng góp tới một nửa liều hiệu
dụng trung bình năm đối với công chúng (1,2 mSv/năm) [97].
Sử dụng năng lượng hạt nhân vì mục đích hoà bình cũng như trong các hoạt
động quân sự đã tạo nên một số lượng rất lớn các đồng vị phóng xạ nhân tạo, chủ
yếu là các sản phẩm phân hạch hạt nhân, các sản phẩm do hạt nhân bị kích hoạt.
Bằng các phương pháp khác nhau, ngày nay người ta đã tạo được trên 1.000 đồng vị
phóng xạ nhân tạo khác nhau. Các đồng vị phóng xạ nhân tạo quan trọng nhất là
những sản phẩm có suất lượng lớn sinh ra trong quá trình phân hạch và những sản
phẩm có đời sống dài. Các đồng vị phóng xạ nhân tạo sinh ra trong các vụ thử vũ
khí hạt nhân cũng như trong quá trình “cháy” nhiên liệu hạt nhân trong các lò phản
ứng của nhà máy điện nguyên tử, các lò nghiên cứu và lò phản ứng hạt nhân chuyên
dụng. Các đồng vị phóng xạ nhân tạo chủ yếu gồm: plutoni (
238
Pu,
239
Pu,
240
Pu),
xezi (
137
Cs), stronti (
90
Sr), iốt (
125

I,
131
I), americi (
241
Am),…[2, 37, 110].
1.1.1. Phóng xạ tự nhiên trong môi trường đất
Phóng xạ tự nhiên phân bố trong mọi thành phần môi trường của trái đất. Nó
tồn tại trong đất, trong các loại nhiên liệu hóa thạch, trong nước, trong không khí,
trong một số loại quặng chứa phốt phát và trong thảm thực vật. Có nơi hàm lượng
phóng xạ tập trung cao tạo thành các mỏ phóng xạ, ví dụ mỏ urani ở Gabon (Nam
Phi) và một số nơi khác ở Mỹ, Nga, Trung Quốc, Séc, Úc, Việt Nam, v.v…[8, 46].
Phóng xạ tự nhiên quan trọng nhất là các các sản phẩm phân rã của họ phóng
xạ
238
U,
232
Th,
235
U,
237
Np. Chúng quan trọng bởi gần như 90% liều chiếu xạ tự


14

nhiên lên cơ thể con người trên phạm vị toàn cầu là từ các đồng vị này. Phần liều
bức xạ còn lại gây bởi một số đồng vị tự nhiên có thời gian bán phân rã dài như
40
K,
50

V,
113
Cd,
115
In,
123
Tc,
138
La,
142
Ce,
144
Nd,
147
Sm,
152
Gd,
174
Hf,
176
Lu,
187
Re,
190
Pt,
209
Bi [2, 64]. Các đồng vị có thời gian bán phân rã dài ngang bằng tuổi trái đất
(hàng tỷ năm) được gọi là đồng vị nguyên thủy, trong đó phải kể đến
40
K vì đồng vị

này theo chuỗi thực phẩm thâm nhập nhiều vào cơ thể và gây liều chiếu trong. Bảng
1.1 trình bày độ phổ biến của 4 đồng vị tự nhiên có ảnh hưởng lớn đến liều chiếu
công chúng [108].
Bảng 1.1. Thời gian bán phân rã và độ phổ biến của các đồng vị phóng xạ tự nhiên
có mức đóng góp chủ yếu vào mức liều bức xạ đối với công chúng
Nh©n phãng x¹

Thêi gian b¸n phân rã (n¨m)

Độ phổ biến đồng vị (%)

40
K 1,26.10
9
0,0117
232
Th 1,4.10
10
100
235
U 7,1.10
8
0,72
238
U 4,5.10
9
99,274
Trong môi trường đất luôn có mặt các nhân phóng xạ thuộc ba chuỗi phóng xạ
của
238

U,
232
Th và
235
U. Chuỗi
237
Np bao gồm các nhân có thời gian bán phân rã
ngắn hơn nhiều so với tuổi của trái đất nên hầu như ngày nay không còn trong thành
phần của vỏ trái đất nữa. Trong môi trường đất, nếu không có các biến đổi gây mất
cân bằng phóng xạ thì các chuỗi urani, thori sẽ có cân bằng phóng xạ vĩnh cửu.
Điều này có nghĩa là hoạt độ phóng xạ của các nhân trong từng mắt xích của mỗi
chuỗi là bằng nhau và bằng với hoạt độ phóng xạ của hạt nhân đầu họ.
Urani khá phổ biến trong tự nhiên, nó đứng hàng thứ 38 trong số các nguyên
tố có mặt trong vỏ trái đất. Urani chủ yếu có mặt trong các đá gốc. Hàm lượng của
238
U trong đất dao động từ 2 đến 300 Bq/kg (Bq  Becquerel là đơn vị hoạt độ
phóng xạ; 1 Bq = 1 phân rã/giây, 1 Bq tương đương 80,92 g
238
U) ) và có giá trị
trung bình trên toàn thế giới là 25 Bq/kg. Hàm lượng
235
U chỉ chiếm 0,72% tổng
hàm lượng Urani trong tự nhiên vì thời gian bán phân rã của nó ngắn hơn khoảng


15

sáu lần so với thời gian bán phân rã của
238
U. Hàm lượng

232
Th trong đất dao động
từ 2 đến 300 Bq/kg tương tự như
238
U và có giá trị trung bình trên toàn thế giới là
40 Bq/kg (tương đương 2,45.10
-3
g
232
Th) [2, 29, 30, 32, 47, 48, 65].
Các chuỗi phóng xạ
238
U và
232
Th chứa nhiều hạt nhân phóng xạ ở các dạng
nguyên tố hóa học khác nhau. Do tính chất hóa học của các nguyên tố khác nhau
nên trong quá trình phong hóa các nguyên tố trong chuỗi có tốc độ rửa trôi khác
nhau. Điều này làm mất cân bằng phóng xạ của các chuỗi trong môi trường đất. Ví
dụ,
226
Ra là một thành viên trong chuỗi phóng xạ
238
U, vì thế
226
Ra có mặt trong tất
cả các môi trường có chứa urani. Tuy nhiên,
226
Ra thường tồn tại dưới dạng các
hợp chất hóa học dễ hòa tan vào nước hơn so với
238

U và vì vậy trong các đá gốc
226
Ra thường bị rửa trôi nhiều hơn so với
238
U. Mặt khác, đất lại được hình thành từ
quá trình phong hóa của đá, do vậy trong đất hàm lượng
226
Ra thường cao hơn so
với hàm lượng
226
Ra cân bằng phóng xạ trong chuỗi
238
U. Trong môi trường đất,
hoạt độ riêng của
226
Ra trung bình là 48 Bq/kg [29, 30, 47, 48, 65].
Thành phần nguyên tố, trong đó có phóng xạ của các loại đất canh tác bị ảnh
hưởng nhiều bởi các hoạt động nông nghiệp, chẳng hạn như cải tạo đất bằng phân
bón, tăng cường năng suất bằng sử dụng các loại thuốc trừ sâu. Phân lân thường có
hàm lượng urani cao do vậy trong đất nông nghiệp ở một số vùng trên thế giới có sự
tích lũy của U trong đất cần phải có biện pháp bảo vệ bức xạ.
Trong phân lân hàm lượng urani cao hơn trong đất từ 10 đến 200 lần nhưng
hàm lượng Thori trong phân lại thấp hơn so với trong đất. Như vậy, tỷ lệ U/Th và
hàm lượng U trong các tầng đất mặt của đất canh tác nông nghiệp cao hơn đáng kể
so với đất rừng không được bổ sung thêm phân lân. Tỷ số U/Th có thể được coi là
một chỉ số tốt biểu thị sự tích tụ của U trong đất nông nghiệp [32, 71, 94].
Phốt phát sử dụng làm phân bón chứa một lượng lớn phóng xạ tự nhiên
(NORM) bao gồm cả urani và thori. Phốt phát là thành phần hóa học chung của phân
bón và chủ yếu có trong thành phần quặng apatit và đá phốt phát (photphorit), trong
đó nồng độ phốt phát đã được tăng cường bởi các yếu tố thời tiết, sinh học cũng như

quá trình trầm tích núi lửa. Phóng xạ từ urani, thori và radi của các quặng phốt phát


16

có thể cao đến 10 000 Bq/kg. Bảng 1.2 trình bày hàm lượng phóng xạ tự nhiên trong
đá phốt phát khai thác làm phân lân ở một số nước trên thế giới.
Bảng 1.2. Hàm lượng phóng xạ tự nhiên trong đá phốt phát khai thác làm phân lân
của một số nước trên Thế giới (Bq/kg) [25]
Quốc gia Urani Thori Ra-226 Ra-228
Mỹ 259-3700 3.7-22 1540
Brazil 114-880 204-753 330-700 350-1550
Chile 40 30 40
Algeria 1295 56 1150
Marốc 1500-1700 10-200 1500-1700
Senegal 1332 67 1370
Tunisia 590 92 520
Ai Cập 1520 26 1370
Jordan 1300-1850
Hàm lượng của
232
Th và
40
K trong tất cả các loại quặng phốt phát là tương
đương trong đất, trong khi hàm lượng của
238
U và các sản phẩm phân rã của nó
thường cao hơn so với trong các lắng đọng trầm tích phốt phát. Hàm lượng điển
hình của
238

U trong lắng đọng trầm tích phốt phát là 1.500 Bq/kg [25, 96].
Qúa trình sản xuất phân lân bằng phương pháp ướt được tiến hành bằng xử
lý quặng phốt phát với axit sulfuric 95%, chủ yếu là để điều chế axit photphoric,
nguyên liệu đầu vào của sản phẩm phân amoni phốt phát (N-P) và phân supe phốt
phát kép và supe phốt phát đơn. Quá trình sản xuất phân lân bằng phương pháp ướt
sẽ làm cho phóng xạ trong quặng phân bố vào các sản phẩm. Hình 1.1 trình bày
phân bố các nhân phóng xạ tự nhiên và kim loại nặng từ đá phốt phát vào các sản
phẩm phân lân sản xuất bằng phương pháp ướt. Trong quặng phốt phát hàm lượng
urani thường chiếm đến 1-2% dạng urani phốt phát [16, 44, 72].


17



Hình 1.1. Phân bố các nhân phóng xạ quan trọng và các kim loại nặng
từ đá phốt phát sang phân lân và supe lân đơn trong quá trình
sản xuất phân lân bằng phương pháp ướt [72].
Bảng 1.3. Hoạt độ phóng xạ của
226
Ra,
232
Th (
228
Ra) và
40
K
trong phân lân của một số quốc gia. Đơn vị: Bq/kg [44]
Quốc gia
226

Ra
232
Th (
228
Ra)
40
K Ghi chú
Ai Cập 366 66,7 4
Phần Lan 54 11 3 200
Mỹ 780 49 200
Đức 520 15 720
Pakistan 526 50 221
Italia (NPK) 120 3.5 4 000
Sản lượng khai thác từ đá phốt phát toàn cầu hàng năm đạt khoảng 140 triệu
tấn, tương đương với khoảng 40 triệu tấn P
2
O
5
mỗi năm trong suốt thập kỷ qua. Các kim
loại nặng và nhân phóng xạ trong phân lân chủ yếu là từ các tạp chất trong quặng và luôn
được tăng cường thêm trong đất do sử dụng phân lân trong canh tác nông nghiệp trong
khoảng thời gian dài. Ước tính hàm lượng U trung bình trong trầm tích phốt phát là 120
mg U/kg. Như vậy, với sản lượng khai thác và chế biến phân lân cùng các sản phẩm
chứa phốt pho, lượng U được đưa vào môi trường hàng năm khoảng 16.800 tấn, trong
Đá ph
otphat

Axit sulfuric
(H
2

SO
4
)
100% nhân phóng xạ (U, Th, Ra)
Kim loại nặng (Cd, Cu, Zn và Cr)


Phân bón supe lân

Phân bón supe lân đơn

70
-
86% U, 10
-
20% Ra, 70
-
86% Th

46-70% Cd, 0-36% Cu, 51-80% Zn và
74
-
97% Cr

14
-
30%
U, 80
-
90% Ra, 14

-
30% Th

30-54% Cd, 64-100% Cu, 20-49% Zn và
3
-
26% Cr



18

khi tổng nguồn tài nguyên U trên toàn thế giới trong các mỏ đá phốt phát ước tính
khoảng 9 triệu tấn. Có thể thấy ít nhất là 70% U có trong sản phẩm cuối cùng

đưa vào
môi trường là phân bón làm từ khoáng phốt pho. Vì vậy, nguyên nhân chính làm tăng
hàm lượng U trong đất nông nghiệp là từ phân lân. Hàm lượng urani cao trong đất sẽ có
tác động tiêu cực đến sức khỏe con người và hệ sinh thái. Do vậy, cần phải kiểm soát
lượng và chất lượng phân lân khi đưa vào đồng ruộng [72]. Bảng 1.3 trình bày hoạt độ
phóng xạ trung bình trong phân lân sản xuất ở một số nước trên thế giới.
Việt Nam chưa được đưa vào danh sách các nước có nghiên cứu về phông phóng
xạ môi trường, nhưng ở Việt Nam cũng đã có một số đề tài và nhiệm vụ nghiên cứu về
phông phóng xạ tự nhiên trong suốt 50 năm qua. Số liệu công trình mới chỉ hạn chế hoạt
độ các nhân phóng xạ trong môi trường đất bề mặt mà chưa bao gồm cả phông phóng xạ
trong môi trường nói chung ở Việt Nam. Hoạt độ riêng trung bình của
226
Ra,
232
Th và

40
K
trong các mẫu đất lấy từ 63 tỉnh/thành phố tương ứng là (42,77±18,15) Bq/kg trong miền
biến thiên từ 15,02 Bq/kg đến 121,58 Bq/kg, (59,84±19,81) Bq/kg trong miền biến thiên
từ 16,07 Bq/kg đến 129,16 Bq/kg và (411,93±230,69) Bq/kg trong miền biến thiên từ
10,47 Bq/kg đến 1 085,39 Bq/kg [59, 60].
1.1.2. Hạt nhân phóng xạ có nguồn gốc vũ trụ
Hạt nhân phóng xạ nguồn gốc vũ trụ là hạt nhân phóng xạ tự nhiên sinh ra từ
các phản ứng hạt nhân giữa các tia vũ trụ năng lượng cao với vật chất trong bầu khí
quyển Trái đất. Các hạt nhân nguồn gốc vũ trụ quan trọng nhất là
3
H và
14
C. Tầm
quan trọng của các đồng vị triti và cacbon-14 thể hiện ở vai trò của chúng trong quá
trình trao đổi chất trong cơ thể con người. Chúng đóng góp vào liều chiếu trong
qua đường hô hấp và tiêu hóa. Phản ứng hạt nhân tạo triti và cacbon-14 trong vũ trụ
xày ra như sau:
14
N +
0
n 
12
C +
3
H (1.1)
14
N +
0
n 

14
C +
1
p (1.2)
Sau khi hình thành các hạt nhân có nguồn gốc vũ trụ rơi lắng xuống bề mặt
trái đất và vì vậy chúng có mặt trong môi trường đất [29, 108]. Bảng 1.4 liệt kê các


19

nhân phóng xạ chính có nguồn gốc từ vũ trụ và tổng hoạt độ toàn cầu của chúng
trong môi trường.
Bảng 1.4. Các nhân phóng xạ có nguồn gốc từ vũ trụ trong môi trường [108]
Nhân phóng xạ Thời gian bán phân rã
Hoạt độ, GBq
(1 GBq = 10
9
Bq)
Dạng bức xạ chính
10
Be 1.500.000 năm 129.500

7
Be 53,3 ngày 284.900

26
Al 716.000 năm 207

36
Cl 308.000 năm 4.440


14
C 5.730 năm 8.917.000

3
H 12,3 năm 1.295.000

22
Na 2,6 ngày 185

35
S 87,9 ngày 2.960

33
P 24,4 ngày 1.665

32
P 14,3 ngày 1.739

25
Mg 21,2 (giờ) 85

24
Na 15,0 giờ 359

36
S 2,9 giờ 74
 và 
31
Si 2,6 giờ 814


18
F 1,8 giờ 155

1.1.3. Hạt nhân phóng xạ có nguồn gốc nhân tạo
Phóng xạ nhân tạo trong môi trường có nguồn gốc từ các vụ thử vũ khí hạt nhân
và từ các tai nạn nhà máy điện hạt nhân. Thử nghiệm vũ khí hạt nhân bắt đầu từ năm
1945, các vụ nổ hạt nhân cuối cùng trong khí quyển được thực hiện vào năm 1980.
Hầu hết các vụ thử nghiệm vũ khí hạt nhân là do Mỹ, Liên Xô, Trung Quốc, Pháp và
Anh thực hiện. Ngoài ô nhiễm tại khu vực thử nghiệm và các vùng lân cận, các vụ
thử nghiệm trong khí quyển đã gây ra một lượng đáng kể bụi phóng xạ và rơi lắng
(fallout) toàn cầu. Ngày nay, trong môi trường đất phóng xạ nhân tạo
90
Sr,
137
Cs,
239+240
Pu với hàm lượng khác nhau có thể tìm thấy ở khắp nơi trên Trái Đất. Ô nhiễm


20

cục bộ trên khu vực thử nghiệm thường chiếm khoảng 10% tổng hoạt độ. Ô nhiễm
cục bộ gây liều bức xạ cao cho công chúng địa phương, ví dụ ở vùng Altai (Nga) cận
kề bãi thử vũ khí hạt nhân trong không trung Semipaliatinsk [2, 29, 35, 45, 50, 105].
Cho đến nay đã thống kê (nhưng chưa thật đầy đủ) tổng số có trên 1.724 vụ
thử vũ khí hạt nhân và nhiệt hạch do Mỹ, Liên Xô và Pháp thực hiện cả trên không
và dưới lòng đất. Các vụ thử vũ khí nói trên đã phát tán vào môi trường hơn 9.10
5

TBq
239
Pu, 9.10
5
TBq
137
Cs và 6.10
5
TBq
90
Sr (Tera Bequerel, 1TBq =10
12
Bq).
Ước tính tổng hoạt độ các sản phẩm phân hạch cũng như nhiên liệu nổ là trên 2.10
8

TBq phóng xạ đã phát tán vào khí quyển từ các cuộc thử nghiệm vũ khí hạt nhân
trên toàn thế giới, chủ yếu trong giai 1950-1960 [71].
Quá trình phân hạch hạt nhân trong các lò phản ứng tạo ra nhiều sản phẩm
phân hạch với tổng hoạt độ phóng xạ rất cao. Tai nạn nhà máy điện hạt nhân
Chernobyl ở Ukraina vào tháng 4 năm 1986 đã làm cho khoảng 13.000 km
2
diện
tích đất bị ô nhiễm
137
Cs ở mức 37 kBq/m
2
hoặc cao hơn. Khoảng 10.000 km
2
bị ô

nhiễm ở mức 500 kBq/m
2
. Hầu hết ở các vùng bị ô nhiễm liều bức xạ tăng cao đến
mức 20mSv/năm. Cho đến năm 1993 liều bức xạ đã giảm xuống còn 2mSv/năm
nhưng vẫn còn cao gấp đôi mức giới hạn liều đối với công chúng [29, 71].

g tồn tại của một số hạt nhân phóng xạ trong môi trường đất
Hành vi của các nguyên tố phóng xạ trong đất phụ thuộc vào tính chất vật lý, hóa
học của đất, phụ thuộc vào quần thể vi sinh vật trong đất và các yếu tố môi trường
khác. Sự có mặt, khả năng tích lũy và chuyển hóa nguyên tố phóng xạ trong đất phụ
thuộc chủ yếu vào các quá trình hòa tan/kết tủa, hấp phụ/trao đổi ion, tạo phức/chelate
hóa với các chất hữu cơ đất và rửa trôi các chất phóng xạ cùng đất và dinh dưỡng.
Nghiên cứu dạng tồn tại của các nhân phóng xạ trong đất có ý nghĩa khoa học rất lớn
liên quan đến khả năng trao đổi, hấp thu các chất phóng xạ của thực vật góp phần đưa
ra cơ sở khoa học để sử dụng thực vật trong xử lý môi trường đất nhiễm xạ.
1.2.1. Urani trong môi trường đất
Urani (U) tự nhiên có 3 đồng vị phóng xạ, trong đó
238
U chiếm 99,28%,
235
U
chiếm 0,71%,
234
U chiếm 0,006%. Các đồng vị của urani có các tính chất hoá học


21

rất giống nhau. Urani kim loại là nguyên tố hoạt động mạnh và phản ứng với hầu
hết các nguyên tố, trừ các nguyên tố khí trơ. Trong không khí urani được phủ một

lớp oxit mỏng, lớp này không ngăn chặn được quá trình oxy hoá nó tiếp theo. Urani
kim loại trong không khí khi bị đốt nóng đến 500
o
C sẽ tự bốc cháy tạo ra UO
2
và
U
3
O
8
[2, 29, 68, 110].
Hành vi của U trong môi trường đang ngày càng được quan tâm vì cần phải xử
lý số lượng lớn chất thải hạt nhân trong các cuộc chiến tranh. Gần đây, quân đội
một số nước đã sử dụng đạn urani nghèo (DU) trong các cuộc xung đột quốc tế, như
ở Iraq/Kuwait (năm 1991, Chiến tranh vùng Vịnh lần I), Bosnia/Herzegovina (năm
1995), Kosovo/Serbia (năm 1999), Iraq (năm 2003, Chiến tranh vùng Vịnh lần II)
và gần đây nhất tại Li-băng (năm 2006) [17, 103]. Ngoài ra, việc sử dụng phân lân
trong nông nghiệp đã làm tăng nền phông U trong môi trường. So sánh kết quả phân
tích 1.992 mẫu đất canh tác nông nghiệp có bón phân lân đã cho thấy hàm lượng U
trong đất đã tăng trung bình khoảng 1,3 mg/kg so với mẫu phân tích cách đây
khoảng 40 năm [17, 81].
Tính di động, tính khả dụng sinh học và độc tính của U bị chi phối bởi các yếu
tố như dạng hóa học và động học trong các trầm tích hoặc đất. Hiểu biết về các
dạng tồn tại khác nhau của U và động học chi phối các hành vi của U trong các loại
đất là cần thiết để xây dựng được các quy trình và các phương pháp xử lý, khắc
phục tốt nhất đối với các vùng đất bị ô nhiễm U. Các hợp chất của uranyl (UO
2
2+
),
tức là U(VI) có độ hòa tan trong nước tốt nhất, trong khi đó các hợp chất chứa ion

U(IV) có độ hòa tan kém nhất. Trong môi trường đất với độ pH trung tính hoặc axit
yếu U(IV) thường tồn tại dưới dạng kết tủa hydroxit. Urani trong môi trường đất có
thể tồn tại dưới dạng hòa tan, trao đổi hoặc phức hợp. Cation uranyl (UO
2
2+
) tan
trong dung dịch đất có thể tạo phức với CO
3
2-
, PO
4
3-
, SO
4
2-
và Cl
-
là các anion luôn
có mặt trong dung dịch đất với hàm lượng cao hơn hàm lượng của urani. Đồng thời
urani cũng có thể bị cố định bởi hữu cơ đất, hoặc kết tủa v.v…Các quá trình tạo
phức, cố định hoặc kết tủa đều làm giảm tính linh động và tính khả dụng sinh học
của urani trong môi trường đất [10, 33, 48, 65, 90, 92, 110].