全 文 ：© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
文章编号 :100028551 (2001) 0620371209
土壤中137 Cs 的化学性质及其分布规律
李仁英　杨　浩　唐翔宇
(中国科学院南京土壤研究所 ,江苏 南京　210008)
摘要 :本文对137 Cs 的土壤化学行为及剖面运移规律进行了论述 ,并阐明了137 Cs 可作为
中长期土壤侵蚀作用的有效示踪剂的理论基础。
关键词 :137 Cs ;吸附2解吸作用 ;粘土矿物 ;有机质 ;剖面分布规律
收稿日期 :2000212218
基金项目 :国家自然科学基金“我国红壤地区土壤中137 Cs 分布特征及侵蚀示踪研究”(49973027) ,国家科技部 973 项目
“红壤侵蚀示踪与侵蚀动态监测与预测研究”( G1999011801) ,中国科学院院长特别资助基金“中国南方红壤地区土壤侵蚀作
用的137Cs 示踪研究”,中国科学院红壤生态实验站基金“利用 Cs2137 示踪红壤侵蚀和沉积速率的定量研究”资助
作者简介 :李仁英 (1975～) ,女 ,山东泰安人 ,硕士研究生。主要从事土壤侵蚀的示踪研究
土壤侵蚀是威胁世界环境的主要问题之一。它不仅是土壤肥力和土壤生产力降低的主要
原因 ,而且还会导致土壤资源减少、水体质量恶化和洪涝灾害的发生和加剧。目前 ,估计土壤
侵蚀速率的方法主要有侵蚀小区法、航空像片普查法和放射性同位素示踪法[1 ] 。放射性同位
素示踪法日渐广泛的应用不仅在于其克服了其它两种方法的缺点和不足 ,而且还在于该法本
身所特有的优点。之后它被广泛应用于估算水蚀、风蚀及犁耕活动等作用引起的土壤侵蚀速
率。
图 1 　137 Cs 在自然界中的物质循环示意图
137 Cs 并非自然界本来就存在的物质 ,它是
热核试验及 1986 年前苏联切尔诺贝利核电站
事故[2 ]的副产物。137 Cs 进入同温层后随着大
气环流运动 ,并通过干、湿沉降作用到达地表。
它在自然界中的物质循环如图 1 所示。由于
137Cs 的半衰期 (30117 年) 相对较长 ,这是137 Cs
用于表征土壤侵蚀和沉积作用的前提条件。
137 Cs 作为土壤侵蚀示踪剂的基本依据在
于其在土壤环境中所表现出的特殊的化学行
为及相应的分布规律。沉降的137 Cs 会被土壤粘土矿物 (如蛭石、蒙脱石和伊利石等) 和有机质
紧密吸附或固定 ,在自然环境中很难被解吸出来。因此 ,它在土壤剖面中的迁移是有限的 ,而
其在自然环境中的重新分布则主要通过土壤侵蚀作用而进行的。137 Cs 在非耕作土壤或未扰
动的土壤中主要富集在表层 0～5cm 之间 ,而在耕作土壤中呈均一分布。它的这些性质对更为
准确的土壤侵蚀速率估算模型的建立是至关重要的。
研究表明 ,137 Cs 经沉降到达地表后就迅速被粘土矿物和有机质紧密吸附 ,且不易向下淋
173　核 农 学 报　2001 ,15 (6) :371～379Acta Agriculturae Nucleatae Sinica
© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
溶、迁移。137 Cs 的地表空间运移主要由土壤侵蚀 ,土壤颗粒的迁移和土壤沉积颗粒的淀积等
过程造成 ,而且137 Cs 的地表损失量和累积量与土壤的侵蚀量和沉积量有一定的关系。这是它
能示踪土壤侵蚀和沉积作用的理论基础所在。鉴于此 ,国内外研究者利用137 Cs 示踪技术建立
了各种土壤侵蚀定量模型 ,对于这些模型已有详细论述[3 ] 。在这些模型中 ,质量平衡模型是比
较完善的一种。杨浩等[4 ]建立的质量平衡模型综合考虑了137 Cs 的土壤剖面分布特征及年富集
作用等因素 ,因而更具有可靠性。
1 　土壤中137 Cs 的基本地球化学性质及形态
虽然 Cs 与 K是同一主族元素 ,但由于 Cs 的离子半径比较大 ,因此 ,极易被带负电荷的粘
土矿物吸附 ,Cs 被吸附的能力在碱金属中是最强的[5 ] 。
土壤中沉降137 Cs 主要以水溶态、变换态及固定态等 3 种形式存在。但 3 种形式的137 Cs 所
占的比例差别很大 ,固定态占相当大的一部分 ,大约在总量的 6714 %～9915 % ;而水溶态及交
换态占有量很少 ,分别占总量的 01004 %～0127 %和 0149 %～3213 %[6 ] 。
2 　137 Cs 在土壤中的吸附和解吸
由于土壤对137 Cs 的选择性吸附大大减少了其在土壤剖面的向下迁移量及植物体的137 Cs
吸收量 ,因此 ,许多研究者对137 Cs 在土壤中的吸附2解吸行为进行了详细且系统的研究。他们
指出 ,137 Cs 主要被土壤中的有机质及粘土矿物吸附或固定 ,土壤粘土矿物含量的多少虽然是
决定137 Cs 吸附量的一个重要因素 ,但粘土矿物类型也是一个不容忽视的因素。土壤中的137 Cs
主要被土壤中的云母、蛭石、伊利石和蒙脱石等矿物吸附或固定。但它也可以通过离子交换而
不同程度的解吸。一些研究则表明 ,土壤的某些特性能增加137 Cs 的移动性和生物有效性[7 ] ,这
主要是土壤粘土矿物中的高岭石含量较高 ,而具有吸附固定137 Cs 能力的蒙脱石和伊利石含量
较低[8 ] ,以及其它一些原因所致。这些研究者虽然没有对137 Cs 的吸附程度与粘土矿物类型和
含量之间的关系进行定量研究 ,却对两者的关系进行了定性阐述。
211 　137 Cs 的吸附2解吸行为与土壤粘土矿物组成及含量的关系
对137 Cs 在土壤中的化学性质 (这里指137 Cs 在土壤中的吸附和解吸) 研究较早的是美国的
Schulz 等[9 ] ,研究发现 ,土壤中的粘土矿物特别是蛭石对137 Cs 有很大的吸附性 ,且吸附后137 Cs
不容易被解吸。他们采用 5 种美国土壤和 5 种粘土矿物 ,并分别以 H2O、HCl、CsCl、KCl、中性
NH4Ac、NaCl 和 CaCl2 等作为提取剂 ,研究了不同土壤和粘土矿物对137 Cs 的吸附或固定作用以
及不同提取剂对土壤137 Cs 的解吸能力。结果表明 ,被土壤和粘土矿物吸附或固定的137 Cs 很难
被水和阳离子交换出来 ,特别是水和 Ca + + 、Mg + + 、Ba + + 等阳离子交换剂更难交换出土壤和粘
土矿物中吸附的137 Cs。而且与其它的土壤和矿物相比 Yorkville loam(含较多蛭石) 和蛭石固定
137 Cs 的能力比较强。对此 ,Schulz 等[9 ] 进一步指出 ,蛭石有适合固定137 Cs 的晶格结构 ,对137 Cs
有很强的亲合力 ,因此能强烈吸附或固定137 Cs ,且吸附量及抵抗各种浸提剂解吸的能力与土壤
中蛭石含量有关。高岭石亲合力比蛭石弱 ,其吸附固定137 Cs 的能力相对较差[10 ] 。
尽管 Schulz 等[9 ]认为 ,伊利石对137 Cs的吸附不如蛭石强 ,但大量的研究表明 ,伊利石对137 Cs
有很强的吸附或固定能力。在用浓度分别为 4 ×10 - 4M 和 6M 的 Cs + 与 Na + 的混合溶液中 ,阳
273 核　农　学　报 15 卷
© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
离子交换量相对较低的伊利石对 Cs+ 的吸附能力比蒙脱石、高岭石及水云母强[8 ] 。Graham 和
Killion 研究发现 ,在含有137 Cs 的 0101M CaCl2 溶液中 ,伊利石吸附的137 Cs 量比蒙脱石、高岭石或
泥炭多[11 ] 。Berak 的研究结果也表明 ,伊利石与蒙脱石一样 ,均可有效地吸附137 Cs[12 ] 。
对这方面研究较为详细的是澳大利亚的 Singh 等[13 ] ,他们不仅说明了伊利石与蒙脱石等
粘土矿物能吸附大量的137 Cs ,而且还解释了伊利石能吸附大量137 Cs 的原因。他们的实验结果
表明 ,粘土矿物含量较高的 3 种土壤 ,即土壤 C(土壤的粘土矿物以高岭石为主 ,粘土矿物含量
为 4711 %) 、D(含有大量的蒙脱石 ,中量高岭石 ,粘土矿物含量为 6916 %) 和 E(以伊利石为主 ,
高岭石其次 ,粘土矿物含量为 5616 %)吸附 Cs 相对较多 ,而砂质土壤 A 和 B ,由于粘土矿物的
含量和阳离子交换量比土壤 C、D 和 E 低 ,因而吸附的 Cs 相对较少。这说明粘土矿物的含量
是决定137 Cs 吸附量的一个重要因素。而对于土壤 D 和 E ,虽然土壤 D 的粘土矿物含量比土壤
E大 ,但土壤 E的吸附能力 (在 NaCl 和 CaCl2 存在时 ,k 值分别是 577 和 312μg g - 1 ,k 值是 Fre2
undlich 参数却大于土壤 D 的吸附能力 ( K值分别为 341 和 226μg·g - 1 ) 。Singh 等认为 ,这是由
于土壤 E中的主要组成伊利石的晶体颗粒非常小 ,以致土壤 E的表面积 (102m2·g - 1 )和阳离子
交换量 (2511cmol ( + ) kg - 1 )比通常以伊利石为主的土壤要大。土壤 C也含有大量的粘土矿物 ,
但由于它主要含有的高岭石的晶体大小 (～018μm) 比伊利石大因而具有相对低的表面积 ,因
此 ,吸附 Cs 的能力比土壤D 中的微晶蒙脱石 (～0106μm)和土壤 E中的伊利石要小[8 ] 。其它的
含有大量伊利石和蒙脱石的土壤 ,象土壤 D 和 E一样 ,也能吸附或固定沉降的137 Cs[8 ] 。
表 1 　不同 Cs 吸附量的土壤经浸提后仍然吸附或固定的 Cs 量 [ 13]
土壤类型
(提取次数)
土壤吸附或固定的 Cs(μg·g - 1)
NaCl CaCl2
浸提后仍然保存在土壤中的 Cs( %)
NaCl CaCl2
土壤 A(4) 319 311 73 82
1611 1517 30 23
108 67 4 6
土壤 B(4) 514 216 73 82
1517 1216 57 34
132 103 19 21
土壤 C(13) 1216 1116 96 97
98 117 79 65
909 917 46 18
土壤 D(13) 1216 1211 100 100
103 99 80 95
990 963 71 47
土壤 E(13) 1216 1211 100 100
104 100 100 99
1006 986 79 55
Singh 等[13 ]也研究了不同的提取剂对土壤137 Cs 的解吸能力 ,并建立了137 Cs 吸附固定量与
提取次数的定量关系。结果表明 ,Cs 很难被解吸 ,经提取剂浸提后大部分的 Cs 仍然被吸附或
固定在土壤中 ,只有很少一部分的 Cs 被溶解。含粘土矿物较多的土壤 C ,D 和 E 经 NaCl 提取
解吸后 ,几乎保存了原来所有吸附的 Cs。这个结果与 Schulz 等[9 ] 的研究结果一致。所研究的
5 种土壤对 Cs 的吸持能力的顺序为 :A < B < C < D < E。表 1 反映了不同 Cs 吸附量的土壤经提
取后仍然吸附或固定 Cs 的百分含量 ,土壤 C、D 和 E(特别是土壤 E)经提取后仍然保留了绝大
部分的 Cs ,说明含伊利石较多的土壤对 Cs 有很强的吸附或固定能力。然而无论哪一种土壤 ,
373　6 期 土壤中137Cs 的化学性质及其分布规律
© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
无论它含有哪一种矿物类型 ,当土壤 Cs 吸附量较低时 ,其固持 Cs 的能力都非常强。由于土壤
中的137 Cs 主要来自大气干湿沉降 ,且含量很低 ,因此 ,能被土壤紧密吸附或固定且不易被解
吸 ,这是它作为土壤侵蚀示踪剂的主要原因之一。
Singh 等的创新之处在于建立了浸提后土壤中的 Cs 存留量与提取次数的定量关系 :
Y = A + BCX (1)
式中 Y表示土壤经浸提后仍然存留的 Cs ;X表示提取次数 ;A ,B ,C是常数 ,其中 C < 1。在这个
方程中 ,当 X趋于无穷大时 ,Y的值就等于 A ,即土壤既不解吸 Cs 也不固定 Cs。这与实际情况
相符。X与 Y的相关系数很大 ,因此 ,该方程能很好地描述土壤对 Cs 的吸附或固定能力。
212 　137 Cs 的吸附2解吸行为与有机质的关系
土壤中的粘土矿物是土壤吸附或固定137 Cs 的主要原因 ,但土壤中的有机质对137 Cs 吸附或
固定的影响非常重要。土壤中的有机质能吸附或固定137 Cs 的主要原因在于它能提供大量的
交换性阳离子 ,而土壤中的阳离子交换量增大时 ,能增加土壤对放射性核素的吸附或固定。土
壤中有机物质的施用能大大减少作物对核爆炸副产物 (Sr ,Cs ,Ce 和 Ru) 的吸收[14 ] 。这一方面
可减少放射性核素通过食物链对人类和动物造成的危害 ,另一方面可为137 Cs 作为土壤侵蚀和
沉积示踪剂提供理论依据。尽管有机质对土壤吸附137 Cs 的作用机制研究相当复杂和困难 ,但
从土壤分离出来的腐殖酸对137 Cs 吸附的研究可大体估计有机质对137 Cs 的吸附或固定能力。
Dunigan 等[15 ]通过研究土壤腐殖酸对60 Co、85 Sr 和137 Cs 的吸附和解吸作用发现 ,60 Co、85 Sr 和
137 Cs 可被土壤腐殖酸吸附 ,吸附量随时间和 pH不同而有所变化。其中137 Cs 的吸附量随 pH 的
增大而减少。而 Prout [16 ]认为土壤 pH在 2 和 4 之间时 ,Cs 的吸附量随 pH 的增大而急剧增加 ;
在 pH等于 7 时达到最大值 ;当 pH大于 8 时 ,则随着 pH的增大而减少。因此 ,pH与 Cs 吸附量
之间的具体关系还有待进一步研究。但137 Cs 在酸性土壤中 ,特别在我国南方的红壤地区中 ,
能被强烈吸附且不易被交换解吸。因此 ,137 Cs 能用于示踪我国南方红壤地区的土壤侵蚀。解
吸实验表明[15 ] ,腐殖酸对137 Cs 的吸持能力比对其它两种放射性核素强。对此 ,Dunigan 等认
为 ,腐殖酸对137 Cs 的吸附不单纯是通过阳离子交换作用 ,它们还可能有特殊的反应机制。
由于有机质可吸附或固定137 Cs ,因此 ,土壤的137 Cs 含量可能与土壤的有机质含量有一定的
关系。Harper[17 ]等研究认为 ,土壤中的137 Cs 含量与土壤有机质含量之间呈正相关 ,两者之间的
回归曲线近似线性。De Jong 等[18 ]对加拿大的新布伦威斯克土壤的有机碳与137 Cs 含量的研究
表明 ,两者之间有极显著的相关关系。土壤中的137 Cs 含量与土壤有机碳含量之间的正相关关
系也被许多其他研究者所证实[19 ] 。
3 　137 Cs 在土壤剖面的分布及在地表的富集
137 Cs 一旦到达地表 ,就通过吸附、阳离子交换及络合等作用 ,被粘土矿物和有机质紧密吸
附。主要通过土壤粘土矿物和有机质的迁移而重新分布。因此在非耕作土和未扰动的土壤
中 ,主要分布在土壤剖面的上部 ,并富集在 0～5cm 之间[20 ] 。尽管土壤剖面137 Cs 分布规律因土
壤类型和结构不同而具有很大的变异性 ,但137 Cs 在土壤剖面中随深度的增加而呈下降趋势 ;
而对于耕作土壤 ,因其受到人为因素的强烈干扰 ,137 Cs 在耕作层中呈均一分布。由于137 Cs 在
土壤剖面的垂分布可表明土壤侵蚀和沉积的过程、来源及部位 ,因此 ,可用于示踪土壤侵蚀和
沉积作用。
473 核　农　学　报 15 卷
© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
311 　137 Cs 在非耕作土壤中的分布规律
对137 Cs 在非耕作土壤中的分布规律研究较早的是 Ritchie 等[21 ] 。他们详细研究了137 Cs 在
非耕作土壤中的枯枝落叶层和不同土层利用方式下的分布规律。表明在非耕作土壤中 ,137 Cs
主要集中在土壤的 0～215cm 深度之间。表 2 是137 Cs 在不同利用方式不同深度下的放射性强
度。
表 2 　不同利用方式下的地表137 Cs 放射性
强度( Nanocuries m - 2 ) [ 21]
深度 (cm) 覆盖物种类松树 橡树 草 侵蚀土壤
枯枝落叶层 3015 1313 0 0
010～215 10215 11216 7711 414
215～510 2110 2210 5118
510～715 718 710 1817 112
715～1010 414 319 812
总量 16612 15910 15518 516由表 2 可知 ,137 Cs 主要富集在枯枝落叶层和土表 0～215cm 深度上 ,但由于土地的利用方式不同 ,其在深度的分布略有差异。在松树林和橡树林中 ,79 %和 80 %的137 Cs 分布在枯枝落叶层和土表的 215cm 深度以上 ,而在草地上仅仅 33 %的137 Cs 分布在 215cm 以上 ,其它则分布在 215～715cm之间。这个差异主要是由于草地上缺少枯枝落叶层所致。由于草地、橡树林和松树
林的枯枝落叶层含量差异很大 ,分别为 0、
854 和 1720g·m - 2 ,因而 ,在橡树林和松树林中 ,沉降的137 Cs 随雨水入渗到枯枝落叶层 ,并随着
枯枝落叶层腐解而释放到土壤中 ;而在草地中 ,雨水直接落在土壤表面 ,137 Cs 随雨水入渗到土
壤中或通过地表径流而损失。因此 ,137 Cs 在草地的入渗深度大于其它两种利用方式土壤的入
渗深度 ,枯枝落叶层的存在会减少137 Cs 在土壤剖面的迁移。McHenry 等[20 ]研究发现 ,美国西南
部土壤氮素的含量 (与土壤有机质含量有关) 与137 Cs 在土表 5cm 以上的含量有很强的相关关
系。因此 ,土壤有机质是影响137 Cs 的土壤剖面分布的重要因素。
Ritchie 等[21 ]虽然研究了不同利用方式下137 Cs 的土壤剖面分布差异 ,并没有得出137 Cs 在土
壤中的入渗速率。Dorr 等[22 ]通过对未受干扰的森林土壤的研究 ,得出了137 Cs 在土壤剖面的大
致入渗速率。除此之外 ,Dorr 等还研究了影响137 Cs 入渗速率的因素 ,结果表明 ,137 Cs 在土壤剖
面的入渗速率大致在 117 ±2～214 ±2mmΠa 之间 ,且其影响因素主要为土壤有机质。137 Cs 的运
移主要由土壤有机质的周转和向下迁移引起 ,而且137 Cs 的入渗速率因有机质和水相之间的化
学交换而比有机质的剖面下渗速率更快。对于砂质土壤和粘壤质土壤 ,137 Cs 的入渗速率是相
同的 ,因此 ,在富集有机质的土壤中 ,土壤矿物粒子表面上的离子交换是次要影响因素[22 ] 。也
有研究指出 ,137 Cs 在富集有机质的森林土壤中的活化主要由可溶性有机碳 (DOC) 的产生而引
起[23 ] 。
综上所述 ,有机质对137 Cs 剖面分布的影响主要通过以下两种方式 :一是通过阳离子交换
或络合等作用强烈吸附或固定137 Cs ,使其富集在土壤的表层 ;二是通过可溶性有机碳与137 Cs 的
结合而使137 Cs 进一步向下发生有限的迁移。
Filipovic2vincekovic 等[24 ]研究了137 Cs 的土壤剖面分布与土壤特性和降雨总量的关系 ,得出
了与 Ritchie 等[21 ]相同的结论 ,即137 Cs 主要分布在土壤的表层 ,且它的向下迁移运动是有限的。
并给出了137 Cs 的放射性强度随深度增加的定量关系 : Y= al - b (2)
式中 Y代表某一深度137 Cs 的放射性强度 (Bq·kg - 1 ) , l 代表土壤深度 (mm) , a , b 分别是与土壤
137 Cs 总量和土壤剖面不同层次137 Cs 含量占土壤137 Cs 总量的比例有关的常数。
研究表明 ,不同采样时间、不同采样地点土壤的 Y 与 l 的相关系数达 01963～01997 ,可见
573　6 期 土壤中137Cs 的化学性质及其分布规律
© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
Y 与 l 具有很大的相关性 ,该定量关系可以很好地描述137 Cs 的放射性强度随深度变化的规
律[24 ] 。
Filipovic2vincekovic 等[24 ]还指出 ,放射性核素在土壤剖面的迁移主要受雨水的向下通量和
地球化学性质的影响。入渗的降雨量是个重要参数。放射性核素在土壤剖面的迁移深度与含
放射性核素的下渗雨水总量及解吸土壤中的放射性核素所需的水量有关。放射性核素随雨水
向下迁移 ,会受到土壤物理或化学过程等吸附作用的阻留 ,因此 ,137 Cs 的剖面迁移深度是有限
的。
137Cs 的分布与土壤特性的关系 ,Filipovic2vincekovic 等[24 ] 认为 ,137 Cs 的分布主要受土壤中
的粘土矿物类型和有机质含量的影响。影响机理在137 Cs 的吸附和解吸部分已进行了详述。
M. Du 和 H. Yang[25 ] 等对大量已有的137 Cs 的土壤剖面分布数据进行了统计回归分析 ,考虑
了耕作土、非耕作土及137 Cs 的最大分布深度等各个因素 ,给出了土壤中137 Cs 的放射性强度随
土壤剖面深度变化的定量关系。这种定量关系函数主要包括 3 类 ,即 :指数型 ,峰值型和减少
型。具体表达式如下 :
　　指数型 : Cs = ae - bz ( a > 0 , b > 0) (3)
　　峰值型 :Cs = a (1 - ( k - zΠH) b ) ( k - zΠH) b- 1 ( a > 0 , b > 1 和 0 < k ≤1) (4)
　　减少型 : Cs = a (1 - zΠH) b ( a > 0 , b ≥0) (5)
式中 :Cs 代表某一深度137 Cs 的放射性强度 (Bq·kg - 1 ) , z 代表土壤剖面的某一深度 (m) , a , b 和
k 是公式中的待定系数 , H 代表137 Cs 的最大剖面分布深度 (m) 。
方程 (3)和 (4)适用于非耕作土壤 ,方程 (5) 和 (6) 因 b 的不同取值分别适用于耕作土壤和
非耕作土壤 ;当 b > 110 时 ,方程 (5)主要适用于非耕作土壤 , b < 110 时 ,主要适用于耕作土壤 ,
而 b = 0 时则主要应用于充分混匀的耕作土壤。这 3 种定时关系的提出实现了对137 Cs 在耕作
土壤和非耕作土壤中的分布规律的定量化描述 ,同时 ,也说明了137 Cs 的剖面分布规律在土壤
侵蚀定量模型建立中的重要作用。
312 　137 Cs 在耕作土壤中的分布规律
经过人为的翻耕及田间管理等作用 ,137 Cs 在耕作土壤中呈均一分布。但在不同的地区不
同的时间会有一定的差异。在耕作土壤中 ,M. Du 和 H. Yang[25 ] 等认为 ,大多数情况下 ,137 Cs 随
深度的变化关系可用方程 (5)描述 ,即 :当 b < 110 和 b = 0 时 ,对应的方程 (5) 分别表示耕作土
壤及充分混匀的耕作土壤中137 Cs 随深度的变化。但137 Cs 在耕作土壤中的分布规律要根据耕
作层土壤的混合程度 ,土壤侵蚀状况及沉积物运移作用等因素而定。
另一种情况是 :137 Cs 沉降到地表后 ,还没有通过翻耕作用与土壤混匀时其在土壤深度上
的变化规律。在这种情况下 ,137 Cs 在土壤剖面的分布规律既不同于耕作土壤也不同于非耕作
土壤 ,而是两者的拟合。也就是说 ,它在土壤表层大约 0～2cm 间有富集现象 ,而在这个层次以
下呈均匀分布。这种情况对土壤侵蚀速率的估计是相当重要的。在土壤侵蚀定量模型的建立
和土壤侵蚀速率的估计中若没有考虑这种情况 ,往往会过高地估计土壤侵蚀速率。图 2 是耕
作土壤和非耕作土壤中137 Cs 随深度变化的比较图[26 ] 。由图 2 可知 ,在耕作土壤中 ,137 Cs 在耕
作层中基本上呈均一分布。而在非耕作土壤中 ,137 Cs 主要集中在 0～10cm 之间 ,特别是集中在
0～5cm 之间。这与前述研究结果是一致的。
673 核　农　学　报 15 卷
© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
图 2 　耕作土壤 (a)和非耕作土壤 (b)中137 Cs 的剖面分布
4 　植物吸收的137 Cs
土壤中的沉降137 Cs 被土壤紧密吸附而植物的吸收量很少。Nishita 等[27 ] 发现单一种植的
三叶草仅吸收了 0113 %的137 Cs ,即使 9 种作物在 516d 时间里也仅吸收了 0172 %的137 Cs。Rom2
ney 等[28 ]进一步指出 ,种植在几种土壤中的大量作物 ,137 Cs 的最大吸收量为 0148 %。尽管植物
吸收137 Cs 量受土壤有机质、pH值、K的含量及土壤矿物组成等因素的影响 ,但无论在何种情况
下 ,植物从土壤中吸收的137 Cs 相当少 ,而且这一部分损失的137 Cs 与因土壤侵蚀而损失的137 Cs ,
甚至与沉降的总137 Cs 相比微不足道 ,可以忽略不计。被植物吸收的这部分137 Cs 则在植物死
亡、腐烂后又可能归还到土壤中。这是137 Cs 作为土壤侵蚀和沉积作用示踪剂的又一原因。
5 　结 　语
511 　137 Cs 在土壤中的行为
137 Cs 之所以能用于示踪土壤侵蚀作用 ,主要是因为 : (1) 137 Cs 能被土壤粘土矿物紧密吸
附 ,吸附量及吸附的可逆性与土壤粘土矿物的含量和组成有关。在土壤粘土矿物组成相似的
情况下 ,其含量越高 ,137 Cs 的吸附量越大。如果土壤中蛭石、伊利石及蒙脱石等粘土矿物含量
越多 ,则其137 Cs 吸附量越大且越不易解吸。
(2) 137 Cs 也能被土壤有机质紧密吸附 ,吸附量及吸附的可逆性与土壤有机质的含量有关。
但有机质对137 Cs 的吸附有两方面的作用。它一方面可通过阳离子交换或络合等作用强烈吸
附或固定137 Cs ,使其富集在土壤的表层 ,另一方面可通过产生可溶性有机碳而使137 Cs 发生有限
的向下迁移。但以前一个作用为主 ,后一个作用与之相比对137 Cs 剖面垂直运移的贡献甚小。
(3) 137 Cs 在一定程度上可被提取剂解吸 ,但解吸量较少 ,可忽略不计。
(4)由于137 Cs 被土壤粘土矿物和有机质紧密吸附 ,它的迁移主要受这两个因素的影响。因
此它在非耕作土壤中或未扰动的土壤中主要分布在 0～5cm 之间 ,其剖面分布函数主要符合指
数型、峰值型和减少型。而在耕作土壤中137 Cs 在耕作层中的分布是均一的。
773　6 期 土壤中137Cs 的化学性质及其分布规律
© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
512 　137 Cs 示踪技术的应用前景
由于137 Cs 在土壤环境中表现出上述一些特殊的理化性质 ,且具有其它方法相比所无法比
拟的许多优点 ,因此被广泛应用于土壤侵蚀示踪。针对这种情况 ,提出了今后的研究重点。
(1)针对我国侵蚀比较严重的南方红壤地区 ,研究红壤对137 Cs 的吸附作用及影响因素。我
国红壤地区肥力较低 ,土壤呈酸性 ,有机质含量也较低 ,土壤粘土矿物的含量及类型不同其它
类型的土壤 ,且具有其它一些特殊的理化性质。因此 ,研究红壤中137 Cs 的吸附特征将为137 Cs
技术在南方红壤地区土壤侵蚀研究中的应用提供重要的理论依据。
(2)尽管有关土壤粘土矿物与137 Cs 的吸附作用研究较多 ,但有关土壤对137 Cs 的吸附作用
的粒级分布研究却较少 ,而土壤侵蚀作用的所带走的细小土壤颗粒的137 Cs 含量往往比源土壤
颗粒高。因此 ,有必要对此开展进一步的深入研究 ,为建立更为可靠的土壤侵蚀速率估算模型
提供重要参数。
(3)由于137 Cs 的表面分布特征影响了土壤侵蚀速率的估算。因此 ,许多研究者在利用137 Cs
示踪技术建立土壤侵蚀速率模型时考虑了这一因素。但有关我国南方红壤地区的137 Cs 的剖
面分布规律 ,特别是137 Cs 的表层年富集程度 ,研究较少。对此有必要进行较深入研究 ,为我国
南方红壤地区土壤侵蚀速率模型的建立提供有关137 Cs 分布方面的参数。
(4)由于土壤侵蚀流失的土壤可能对水体环境造成污染 ,可采用137 Cs 作为示踪剂研究土壤
侵蚀作用对水环境的影响过程和机制 ,包括水污染与流失区土壤的理化性质、土壤污染现状、
地形及水文条件和水体底泥的沉积作用及特定水环境条件下底泥中污染物的释放等的关系。
参考文献 :
[ 1 ] 　Loughran R J . The measurement of soil erosion. Progress in Physical Geography. 1989 ,13 :216～233
[ 2 ] 　De Roo A P J . The use of 137Cs as a tracer in an erosion study in south Limburg(the Netherlands) and the influence of chernobyl fall2
out . Hydrological Processes ,1991 ,5 :215～227
[ 3 ] 　唐翔宇 ,杨浩 ,等. 137Cs 示踪技术在土壤侵蚀估算中的应用研究进展. 地球科学进展 ,2000 ,15 (5) :576～582
[ 4 ] 　杨浩 ,杜明远 ,等. 基于137Cs 地表富集作用的土壤侵蚀速率的定量模型. 土壤侵蚀和水土保持学报 ,1999 ,5 (3) :42～48
[ 5 ] 　牟保磊编著. 元素地球化学. 北京 :北京大学出版社 ,1999 ,169～171
[ 6 ] 　Evans E J ,Dekker A J , Plant uptake of Cs2137 from nine Canadian soils. Can.J . Soil Sci . 1966 ,46 :167～176
[ 7 ] 　Evans D W ,Alberts J J ,Clard ⅢR A. Reversible ion2exchange fixation of cesium2137 leading to mobilization from reservoir sedim2
ents. Geochim Cosmochim Acta. 1983 ,47 :1041～1049
[ 8 ] 　Tamura T ,Jacobs D G. Structural implications in cesium sorption. Health Phys. 1960 ,2 :391～398
[ 9 ] 　Schulz R K,Overstreet R. Barshad Ⅰ. On the soil chemistry of cesium2137. Soil Sci . 1960 ,89 :16～17
[10 ] 　Komarneni S. Cesium sorption and desorption behaviour of kaolinites. Soil Sci Soc Am J . 1978 ,42 :531～532
[11 ] 　Graham E R ,Killion D D. Soil Colloids as a Factor in the Uptake of cobalt ,cesium and strontium by Plants. Soil Sci Soc Am Proc.
1962 ,26 :545～547
[12 ] 　Berak L. The Sorption of microstrontium and microcesium on the silicate minerals and rocks. The Institute of Nuclear Reserch. The
Czechoslovak Academy of Sciences. Final Report of IAEA Research Contract No. 97 ,1961 ,1962
[13 ] 　Singh B ,Gilkes R J . Sorption2desorption behaviour of caesium in some western Australian soils. Aust J Soil Res. 1990 ,28 :929～946.
[14 ] 　Guliakin I V ,Yudintseva E V. Effect of organic matter on the accumulation of fission products in crops. Compost Sci . 1992 ,2 :9～12
[15 ] 　Dunigan E P ,Prancis C W. Adsorption and desorption of 60Co ,85Sr and 137Cs on soil humic acid. Soil Sci . 1972 ,114 (6) :494～497
[16 ] 　Prout W. E. Adsorption of radioactive wastes by Savannah river plant soil . Soil Sci . 1958 ,86 :13～17
[17 ] 　Harper R J ,Gilkes R J . Evaluation of the 137Cs technique for estimating wind erosion losses for some sandy western australian soils.
Aust J Soil Res. 1994 ,32 :1369～1387
873 核　农　学　报 15 卷
© 1994-2010 China Academic Journal Electronic Publishing House. All rights reserved. http://www.cnki.net
[18 ] 　De Jong E ,Wang C ,Rees H W. Soil redistribution on three cultivated new brunswick hillslopes calculated from 137Cs measurements ,
solum data and USLE. Can J Soil Sci . 1986 ,66 :721～730
[19 ] 　Geng G Q ,Coote D R. The residual effect of soil loss on the chemical and physical quality of three soils. Geoderma. 1991 ,48 :415～
429
[20 ] 　Mchenry J R , Ritchie J C. Physical and chemical parameters affecting transport of 137 Cs in arid watersheds. Water Resources Re2
search. 1977 ,13 :923～927
[ 21 ] 　Ritchie J C ,Mchenry J R ,Gill A C. The Distribution of 137Cs in the litter and upper 10cm of soil under different cover types in north2
ern mississippi . Health Phys. 1972 ,22 :197～198
[22 ] 　Dorr H Munnich KO. Downward movement of soil organic matter and its influence on trace2element transport ( 210 Pb ,137Cs) in the soil .
Radiocarbon. 1989 ,31 (3) :655～663
[23 ] 　Tegen I.Laborexperimente zur tiefenverlagerung von caesium. Diplomarbeit ,Inst f Umwelt2physik ,Univ Heidelberg. 1988.
[ 24 ] 　Filipovic2vincekovic N ,Barisic D ,Masic N ,Lulic S. Distribution of fallout radionuclides through soil surface layer.Journal of Radioan2
alytical and Nuclear Chemistry. 1991 ,148 (1) :53～62
[25 ] 　Du M ,Yang H ,Chang Q ,Minami K,Hatta T. Caesium2137 fallout depth distribution in different soil profiles and significance for esti2
mating soil erosion rate. Sciences of Soils. 1998 ,3 :3
[26 ] 　Walling D E ,Bradley S B. Some application of caesium2137 measurements in the study erosion ,transport and deposition. Erosion.
Transport and Deposition Processes(Proceedings of the Jerusalem Workshop ,Narch2April 1987) . IAHS Publ . 1990 ,189 :179～203
[27 ] 　Nishita H ,Steen A J ,Larson K H. Release of Sr290 and Cs2137 from vina loan upon prolonged cropping. Soil Sci . 1958 ,86 :195～201
[28 ] 　Romney E M ,Neel J W ,Nishita H , et al . Plant uptake of Sr290 ,Y291 ,Ru2106 ,Cs2137 and Ce2144 from soils. Soil Sci . 1957 ,83 :369
～376
CHEMISTRY AND DISTRIBUTION OF 137 Cs IN SOILS
LI Ren2ying 　YANG Hao 　TANG Xiang2yu
( Institute of Soil Science , Chinese Academy of Sciences , Nanjing ,Jiangsu prov . 　210008)
973Acta Agriculturae Nucleatae Sinica
2001 ,15 (6) :371～379