低中放射性廢水處理吸附技術及材料

代洪靜，馬學虎，王四芳

（1 遼寧省化工資源清潔利用重點實驗室，大連理工大學，遼寧 大連 116024；2 一重集團大連工程技術有限公司，遼寧 大連 116600）

核能在釋放能量的過程中幾乎不產生二氧化碳，有助于促進我國“雙碳”目標實現，然而核能的利用過程中所產生的放射性廢物對人類和環境威脅巨大[1]。核電站運行過程中，低中放射性廢液（low and intermediate level radioactive wastewater，LILW）由于產生量大、核素質量濃度低及處理要求高等特點[2]，成為重點處理對象。對于LILW 的處理，采用蒸發法能耗過高、經濟性差、設備投資大、腐蝕嚴重[3]；化學沉淀法不適用低濃度廢水，二次廢物產生量大，固液分離困難[4]；膜分離在LILW處理方面頗具潛力[5]，然而膜易污染及不耐輻射等問題限制了其應用；吸附[6-7]工藝由于投資小、操作簡單，材料廉價易得、易于自動化等原因[8]，受到核工業應用的青睞。

近年來，對于各種核素的選擇性吸附劑的研究層出不窮[9-10]，但多數吸附材料為細粉形貌的納米材料，不宜工業應用[11]，復合微珠形式可用于固定床吸附，得到廣泛的研究，取得了一系列成果。以下對適宜核工業的LILW 處理用吸附技術及材料研究進行綜述及分析。

1 低中放射性廢水特點及工藝現狀

LILW 的主要來源是蒸發器排污水、設備地面沖洗水[12]及一回路冷卻劑排水，區別于普通工業污水，LILW 主要需處理的污染物為數十種質量濃度極低的放射性核素。廢水放射性活度≤4×1010Bq/L均屬于LILW，我國規范要求內陸廠址的廢液處理系統流出物核素的濃度不宜超過100Bq/L。將LILW由108Bq/L的低中放射性水平處理至規范要求的100Bq/L，需要將核素濃度水平降低6個數量級，處理要求較為苛刻。區別于高放廢液，LILW 產生量大、濃度低，每個核電廠均需設置低中放射性廢液處理系統對其進行針對性處理。廢液中大部分離子態核素可被廢液處理系統中的離子交換去除，部分離子交換不易去除的離子態裂變產物和膠體態的活化腐蝕產物常會在處理系統的流出物中成為殘余核素被檢出，導致廢水排放不達標。殘余核素中研究較多的主要是殘余量大、放射性活度高、半衰期長的核素，如137Cs、90Sr、60Co和110Ag等。

137Cs 和90Sr 是U-235 的裂變產物，半衰期分別為30.2年和28.1年[13]，被人體攝入極易破壞造血細胞，引起人類骨骼和生殖問題，甚至器官衰竭[14]。兩種核素主要由包殼破損等原因進入回路冷卻劑內，若排入環境，極易生物富集，放射性傷害大。金屬材料被腐蝕后進入水體，腐蝕產物在反應堆活性段被活化后成為放射性核素，如59Co 和58Ni 吸收中子被活化后會產生58Co 和60Co?；罨g產物在廢液中放射性比例不可輕視，停堆清洗時，腐蝕產物甚至可成為最主要的放射性源項。我國壓水堆核電站廢液處理系統流出物中仍殘存的腐蝕活化產物主要是以膠體態存在的58Co、60Co、56Mn 和110mAg等[15]，極易污堵離子交換樹脂。其中Co 是壓水堆核電站最主要的集體劑量貢獻核素[16]，其次是Ag，其余膠體態核素如Mn等，相對含量低、半衰期較短，被研究的相對較少。印度某核電站大修時，輔助系統表面輻射影響最大的是110mAg，主要為含銀壓力容器上封頭和含銀密封圈的腐蝕活化產物[17]。在我國，CPR1000堆型中也采用了含銀密封圈，比未采用含銀密封圈堆型廢液中的110mAg 濃度高4 個數量級，廢水中的110mAg 主要以硫化銀及銀納米膠體形式存在[18]。

核工業放射性廢水處理應用中，吸附法通常作為一套工藝流程中的一個單元，國內自二代加CPR1000 至三代如華龍一號、AP1000 和CAP1000均采用了離子交換、吸附或二者的組合工藝[19]。多數低中放射性廢液處理系統能去除大部分放射性核素，但是仍常會有鍶、銫、腐蝕產物等源項流出。部分在建堆型，如AP1000，廢液處理系統設計出水指標僅為1000Bq/L，高于我國規范對內陸核電站出水排放要求，可見低中放射性廢液處理系統處理能力亟待提升。LILW 中離子態核素主要采用離子交換去除，但由于不同樹脂處理核素種類有限，常需采用多臺交換床組合去除，開發多核素去除吸附劑將會有效減少組合床數量。膠體態腐蝕產物，不易被離子交換床吸附，且易污堵樹脂[17]，為延長離子交換樹脂壽命，需在離子交換單元前加入膠體去除單元[20]。福島核電站采用絮凝+吸附過濾方式去除廢水中膠體態核素[21]。Kim等[22]采用HFO-PAM絮凝-吸附處理模擬放射性廢水，鈷和錳的去除率均大于99%。Xu 等[23]以亞鐵氰化銅為吸附劑，采用吸附+微濾工藝，10min 可完成95%的平衡吸附量。Zhang 等[24]采用層狀K/Zn/Sn/S 金屬硫化物納米片（KZTS-NS）作為吸附劑，通過小型逆流吸附+絮凝+微濾工藝試驗去除水溶液中的Co2+，去污因子（DF）高達1176。李元等[25]采用絮凝-吸附工藝處理模擬LILW 放射性廢水，以碳酸鈉為沉淀劑，去除大部分鍶，以聚合硫酸鐵為絮凝劑去除98%以上的鈷，再采用焦磷釩酸鋯為吸附劑去除99%的銫，后采用膜過濾移除絮體及吸附劑，出水各元素去除率均大于99%。以上工藝在沉淀或絮凝后往往采用膜過濾去除沉淀物或絮體，存在膜通量損失快、壽命短的問題。李俊雄等[26]通過絮凝+活性炭吸附工藝，處理LILW 的綜合DF 大于1000。絮凝增大膠體態核素的顆粒尺寸，活性炭過濾截留絮體的同時吸附部分核素，再進入離子交換單元深度去除離子態核素，有效延長了離子交換樹脂壽命。以上研究均以實驗室小試研究為主，缺乏連續運行及中試級別試驗驗證，隨著吸附材料的進一步豐富及相關試驗研究的完善，絮凝+吸附+離子交換工藝在LILW處理中將發揮更重要的作用。

2 復合吸附材料

適于去除Cs、Sr、Co 和Ag 核素的吸附劑多為高效納米吸附材料，具有吸附速度快、吸附容量高等優勢，由于材料形態為細粉，應用時存在易團聚、分離壓降大、不易于批量生產[27-28]等問題，限制了實際應用。近年來，研究者們采用多種思路將細粉納米吸附劑制備為復合微珠形式，以適于LILW 處理的固定床應用。如通過浸漬或負載等外原位固定方式使納米材料附著在活性炭顆粒、礦物顆粒上形成復合吸附劑，或將預組織的納米材料嵌入各種聚合物中進行原位固定形成聚合物微珠。加入鐵磁性物質，將材料制成可依靠磁力分離的形式也是一種被廣泛研究的思路。以下每節分別從芯材、載體、復合吸附劑性能等方面進行對比分析。

2.1 復合微珠芯材

芯材多為有選擇性吸附鍶、銫的磷鉬酸銨（AMP）、魯士藍類似物（PBA）、金屬鈦酸鹽、羥基磷灰石（HAp）等以及對活化腐蝕產物高效去除的氧化石墨烯（GO）、硅鋁硅酸鹽及鈦酸鹽等多核素吸附劑。

銫和鍶從放射化學角度，二者是共生的，因此常常被同時展開研究，在水溶液中分別以一價Cs+和二價Sr2+離子形態存在，電荷密度低，離子直徑大，傳統的有機離子交換樹脂對其去除能力較差[29]，無機吸附劑的研究受到關注。AMP中的NH4+與Cs+的離子半徑相似[30]，對Cs+具有選擇性，甚至可用于痕量Cs+的檢測[31]，見圖1(a)。普魯士藍（PB）結構中有大量的窄通道[32]，堿金屬離子位于通道中，核素離子可與堿金屬離子交換被去除[33]，見圖1(b)，PBA也具有相似的吸附特性[34-35]。HAp[36]中的Ca2+與Sr2+相近，HAp及其改性物質對Sr2+具有較高的選擇性[37-38]，見圖1(c)，部分生物羥基磷灰石（BHAp）[39]對Co2+也具有較好的吸附能力。

圖1 AMP晶體結構示意圖(a)[30]；PB吸附Cs+構效示意圖(b)[32]；Mg-HAp構效示意圖(c)[38]；硫雜化沸石構效示意圖(d)[48-49]

對于LILW 中的活化腐蝕產物，核素種類較多，難去除的核素多以膠體態存在，主要靠物理吸附或表面絡合[40]等作用去除。黏土可對核素離子進行多位點離子交換[41]，吸附能力強[42-43]，對于Cs+的吸附效率依次為蒙脫石>伊利石>高嶺石[44-45]。沸石具有互連的晶格結構，骨架中的堿金屬離子可與多種核素離子發生交換[46]。Osmanlioglu[47]采用5 種天然沸石對實際LILW 進行動態吸附，對90Sr、137Cs、60Co 和110Ag 的綜合DF 達430。在沸石結構中引入硫，可進一步提升吸附性能[48-49]，如圖1(d)中的硫改性NaA 沸石（S-NaA），在含90Sr 濃度為8.4ng/L的地下水中對90Sr的去除率仍可達99.4%。GO具有高比表面積和豐富的官能團，對Cs+[50]、Sr2+[51]、Co2+[52]、Ag+[53]等多種放射性核素具有吸附能力。研究表明，GO 和cCNT 都表現出Co2+>Sr2+>Cs+的選擇性吸附順序，而活性炭表現為Cs+>Co2+>Sr2+[54]。Wen 等[55]合成了氧化石墨烯-羥基磷灰石（GOHAp） 納米復合材料，對Sr2+的最大吸附量為702.18mg/g，是裸HAp的2倍，是GO的9倍。

2.2 活性炭基微球

活性炭具有大量微孔和廣泛孔徑分布[56]，比表面積大、官能團豐富，對多種核素具有吸附能力[57]，且對LILW 中膠體態腐蝕產物具有吸附截留作用[58]，被用于放射性廢氣處理[59]，也被用作復合材料載體[60]。Haro-Del等[61]自制的果殼炭對Cs+的吸附容量僅為5.3mg/g，負載沸石后吸附容量達27.7mg/g。Dong 等[62]將超分子識別材料偶聯在多孔炭球孔道表面上，形成C4BisC6/MMCs-P，見圖2(a)，對Cs+分布系數達225.79mL/g，是炭球的9 倍。新型生物炭[63]及表面酸化處理的活性炭[64]可同時具有物理吸附和化學吸附能力。Li等[32]從牛骨中提取了氮摻雜層次多孔炭（NHPC），浸漬負載PB 納米晶體合成PB/NHPC，見圖2(b)，具有三維孔道和大比表面積，且含有膠原纖維和HAp 晶體結構，對Cs+的吸附量是單純PB 和單純NHPC 的3 倍。研究發現，活性炭基復合材料在吸附過程中芯材易浸出[65]。借助丙烯酸的羧基能有效降低PB 在活性炭上的浸出[66]，在活性炭表面接枝共價有機聚合物也可強化芯材的固定[67]。Al-Jubouri 等[68]采用玻璃體封裝技術固化處理作為放射性固廢的飽和廢果殼炭-沸石復合材料時發現，熔融過程可將炭球全部轉化為CO2，終態固化物的體積甚至小于純沸石的體積，極大降低二次放射性固廢產量。值得一提的是，擔載納米吸附劑的同時利用活性炭的導電性，可進一步拓展活性炭基復合微球的應用形式[69-70]。

圖2 C4BisC6/MMCs-P吸附Cs+示意圖(a)[62]；PB/NHPC復合材料吸附銫(b)[32]；hf-TiFC結構示意圖(c)[81]

2.3 礦物骨架微珠

天然顆粒態的黏土[71]、沸石[72]及沙石等無機礦物由于具有良好的機械強度及耐輻射穩定性，適于作為納米吸附劑的載體[73]。Banerjee 等[6]在4A 沸石孔洞中浸漬PB-Cu，用于處理實際核電LILW，同時具備Sr2+和Cs+去除效果，固定床實驗床體積可達8000BV。Wu 等[74]研究將AMP 和絲光沸石（NM）固定到SiO2骨架中，合成了AMP/SiO2-NM 微珠，對活度為106Bq/L 海水中銫的去除率可達97%。絲光沸石的加入，可抑制飽和微珠作為放射性固廢處理的高溫固化過程中銫的揮發，但由于AMP 擔載量小，飽和吸附量不高。浸漬法制備的復合微珠，芯材擔載量低，芯材與骨架之間的結合力弱，長期浸泡不穩定。Ingale 等[75]通過溶膠-凝膠法制備AMP-SiO2復合微珠，AMP 擔載量提高至80%。Yoshida等[76]用硅凝膠定向冷凍技術合成AMP-SMH，AMP 顆粒完整地嵌入通道壁內，擔載量達50%。Solange 等[77]采用浸漬+煅燒+離子交換工藝制備了AMP-SBA-15 復合材料，在稀鹽酸環境下4h，僅有約10%的AMP浸出。

堿金屬鈦酸鹽依靠隧道位點和表面位點對放射性核素高效去除[78]，可直接制備為微珠用于固定床吸附，也可與其他納米吸附劑形成復合微珠。Yang等[79]發現在吸附核素后，鈦酸鹽層狀結構會發生嚴重變形甚至坍塌，對放射性核素永久固定。結晶硅鈦酸鹽（CST）也具有相似性能，結晶程度越高、結構缺陷越少，吸附選擇性越強[80]。Hunt等[78]制備了鈦酸鈉/氧化鈦復合微珠，對實際廢液中的放射性核素綜合DF達74.5。Yang等[81]制備了空心花狀亞鐵氰化鈦（hf-TiFC），見圖2(c)。結合鈦酸鹽與PBA 的吸附能力，加之比表面積的大幅提升，hf-TiFC對137Cs最大吸附量達454.54mg/g，在137Cs的初始比活度僅為110Bq/g、含鹽5.7mol/L的海水和酸性廢液等苛刻條件下，對137Cs的去除效率均超過99.1%。

2.4 聚合物微珠

有機聚合物材料結合力強，適于納米吸附劑的賦型，應用較多的聚合物載體有聚丙烯腈（PAN）、海藻酸鹽（ALG）和殼聚糖（CTS）等。

多孔結構的PAN 是一種廉價、性質穩定、機械強度高的聚合物載體[82]，PAN 對芯材的包覆量大，常被用于為粉末沸石[83]、PB[84]及AMP 等賦型。Inan等[85]采用共沉淀法合成了Zr-Mn混合氧化物粉末，制備了Zr-Mn氧化物/PAN微珠，對Sr2+的吸附量為21.37mg/g。Park 等[86]制備了AMP-PAN 復合微珠，用于吸附模擬放射性廢水中的Cs+和Sr2+，對Cs+選擇吸附性更優。芯材與PAN 形成微珠后吸附速率往往大幅降低。Ding 等[87]制備了AMP-PAN 微珠及二維膜，微珠對Cs+吸附速率遠低于膜，液膜擴散是限制吸附速率的關鍵步驟。Liu 等[88]制備了增孔AMP-PAN-N20 微珠，見圖3(a)。AMP-PANN20吸附平衡時間低至AMP-PAN的1/3。提高PAN微珠吸附速率，可使之更適宜固定床應用[89]，王曉偉等[90]制備的PAN-硅鈦酸鈉復合微珠用于去除痕量Cs＋，吸附容量大，動態吸附穿透體積約為2000BV。

圖3 AMP-PAN微珠合成示意(a)[88]；海藻酸鹽微珠、RF微珠表面SEM圖(b)[97]；濕、干@CuHCF/P復合微珠(c)[110]

海藻酸鹽（ALG)是一種提取于藻類的生物聚合物，鈉鹽溶于水，遇Ca2+形成水凝膠。ALG對芯材的吸附能力影響小，具有固定能力強、耐酸堿性強、應用形態多樣等優點。如GO-ALG 微珠[91]、ALG包鋰改性蒙脫土微珠[92]及AMP/ALG微珠[93]，吸附速率和吸附量均接近甚至優于芯材。Mimura等[94]制備了AMP/ALG 微珠，用于含137Cs+廢液的固定床吸附，穿透體積為25BV，AMP 在凝膠微珠中基本沒有浸出。ALG 微珠機械強度弱，在水中易溶脹、坍塌[95]，影響了其工業應用，研究者們常引入PVA或樹脂等強度較大的成分提升ALG 微珠的機械強度。Lai 等[96]制備了PB-PVA-ALG 微珠，在淡水和海水中都可以保持高度的結構穩定性，固定床試驗在100s 內即可對含30μg/L 的Cs+去除率達90%。Dwivedi等[97]以ALG珠為模板合成間苯二酚-甲醛球形樹脂（RF），見圖3(b)，微珠機械強度高，對Cs+吸附容量達490.2mg/g。改變合成方法或借助芯材強度等，也可有效提升微珠機械強度。Zhang 等[95]采用同軸靜電噴射方法制備核殼沸石-ALG 微珠（zeolite@AlG-Ca），微珠形態穩定，對Sr2+的吸附量為83.31mg/g。Hong等[98]將粉末4A型沸石分散固定于ALG 中，使ALG 框架中的大孔轉為了介孔，同時解決沸石難分離和ALG 微珠強度差的問題，對90Sr的吸附量為純ALG微珠的4倍。

殼聚糖（CTS）是從甲殼類動物外殼或昆蟲外骨骼中提取的天然甲殼素的脫乙?；a物，具有優異的可降解性、生物相容性和疏水性，是一種天然的吸附劑[99]，對放射性核素具有較低的吸附能力[100]，常作為復合材料的成型載體。劉法邦等[101]制備了鈷/錳雙印跡半胱氨酸-殼聚糖微珠（Cys-Co/Mn-CCTS），對Co2+和Mn2+的吸附容量均高于單純的殼聚糖微珠。Goyal等[102]將4A分子篩與CTS雜化，制備了NSC@MS-4A 微珠，在一定范圍內，CTS含量增加，微珠吸附能力提升，CTS含量過高也會阻礙離子進入分子篩孔道。Ding 等[103]采用微流控技術合成HAp 納米粒子，通過靜電噴射形成高均一性的HAp-CTS 復合微珠，對Sr2+吸附量達234.2mg/g，微珠在酸、堿性條件下吸附性能相對較差，在pH<3 時易發生溶解。為提升微珠耐酸、堿性能，Kamble 等[104]研究制備了一種鈦酸鹽/CTS 復合微珠，CTS起到良好的支撐作用并保持了鈦酸鹽的吸附能力，鈦酸鹽的存在使復合微珠在pH 達到11.3時，仍可用于去除LILW中的Sr2+，分配系數大于30000mL/g，動態吸附床體積達5000BV。

除以上幾種常用聚合物載體外，聚氨酯[105]、PVA樹脂[106]、蛋白質[107]和羧甲基纖維素鈉（CMC）[108-109]等也具有良好的應用潛質。Bok-Badura 等[110]研制的PB/果膠微珠結構穩定，對Cs+表現出優異的吸附能力，見圖3(c)。顧恩熙等[111]研制的鐵復合D001樹脂對Ag膠體去除率可達92.5%。

2.5 磁性微珠

向納米吸附材料中引入鐵磁性，形成磁性復合材料，超順磁性使得磁性復合吸附劑分離快速、便捷，可用性更強。杜明陽等[112]將鉀改性蒙脫石與永磁體BaFe12O19結合，得到的磁性復合材料KMBC同時具備優異的Cs+吸附能力和磁分離特性。Choi等[113]通過磁鐵礦和MnO2的復合開發了mHAp@MnO2材料，吸附Sr2+平衡后，可依靠磁性快速分離。然而，納米磁性復合材料仍存在易團聚、吸附性能下降及材料損耗等問題，關于磁性復合微珠的研究也在不斷開展。Lee 等[114]基于介孔SiO2合成了磁性Co(Ⅱ)印跡微珠（mag@silica-CIP），Co(Ⅱ)的最大吸附容量達78.91mg/g。Majidnia等[115]研究制備的磁赤鐵礦-PVA-ALG 微珠可以很容易地通過磁性從水溶液中分離出來，對Cs+的去除率大于91%。為提升微珠鐵磁性，Boukhalfa 等[116]采用納米結構方法將PB 與預組裝磁鐵礦的海泡石纖維結合，再采用ALG 珠封裝，形成的微珠中PB 分散均勻，表現出穩定的超順磁響應，對Cs+的吸附量高。Park 等[117]合成了含PB 和HAp 的磁性ALG 微珠吸附劑BHAp-Mas（圖4），微珠同時具備吸附Sr2+和Cs+的能力，在1min 內達到吸附飽和，通過對磁性控制，10s即可獲得99%的微珠回收率。

圖4 復合微珠吸附劑B-HAp-Mas[117]

2.6 復合微珠性能對比

對于微珠的固定床應用，除常規水處理要求的飽和吸附量大、機械強度高及耐酸堿等特性外，在核工業LILW 固定床處理應用中還有一些特殊要求。LILW 中核素質量濃度極低，吸附劑會暴露在放射性環境中熱態運行較長時間才會達到吸附飽和，對吸附劑耐熱、耐輻射穩定性要求高。為響應放射性固廢最小化的行業要求，對攜帶大量核素的失效吸附劑的減容潛力要求高。表1總結了代表性的復合微珠吸附劑對不同核素的吸附性能，由于表1中統計的文獻中關于Ag 的研究相對較少，其吸附量未列入表格。

表1 復合微珠對核素的去除性能

對不同載體復合微珠對比分析可見，無機骨架復合微珠具有成本低廉、機械強度高、比表面積大、吸附速度快等優點，對核心吸附劑固定能力弱及擔載量低等問題需進一步研究。其中，活性炭基復合吸附材料因融合自身和所擔載芯材的吸附性能，具有去除多種核素的能力，飽和后可通過焚燒或熔融等方式實現有效減容，二次廢物產生量極低[68]，在LILW 處理中應用具有明顯優勢。硅鈦酸鹽微珠對核素具有永久固定能力且飽和吸附量高，應用性能突出，但應用成本過高。聚合物載體微珠中，有機載體對活性成分固定能力強，應用形式多樣，但吸附速率相對較慢。生物質載體對活性成分包容量大、微珠尺寸大、飽和吸附量高，但機械強度及耐熱、耐酸堿等穩定性相對較弱。磁性微珠可依靠磁性快速分離，在靜態吸附及固定床吸附方面均有較好的應用前景。制備方式方面，靜電噴射等新興技術因形成的聚合微珠穩定性和均一性好，易于工業生產，成為更受歡迎的聚合微珠的制備方式。

從吸附機理角度分析，芯材主要通過離子交換去除放射性核素[30,103]，活性炭及礦物等載體可為復合材料增加表面吸附作用[72]，新型生物炭含有芳香環和生物質，也可增加化學吸附能力[63]。有機聚合物載體可以依靠官能團提供范德華力作用[86]、多層吸附[87,102]及化學吸附[108]等作用增加核素去除能力。當前研究通過吸附數據及X射線光電子能譜（XPS）等表征手段可在一定程度上從宏觀角度判斷吸附機理，分子模擬技術的發展為進一步從微觀角度解釋吸附機理及吸附特性提供思路[118-119]。受輻射危害的制約，當前研究多采用非放射性核素模擬廢液進行吸附研究。數值分析手段不受濃度檢測手段下限的限制，可對超低濃度核素的吸附特性及規律進行研究[120]，也可最大限度避免人為暴露在帶放射性試驗環境中的風險，因此其逐漸受到重視。

3 結語

吸附技術在LILW 處理中具有明顯優勢，用于放射性核素吸附的復合材料研究已取得了大量成果，關于復合材料的性能提升研究及在LILW 處理的應用層面研究還存在一些問題和挑戰，以下對未來LILW處理吸附技術及材料的研究提出幾點建議。

首先，當前對銫和鍶的選擇性吸附劑研究較多，對腐蝕產物的吸附劑研究較少，針對實際廢液中核素種類多的特點，加強多核素吸附劑的研究可減少離子交換床的串聯數量并降低二次廢物產量。其次，當前研究多為實驗室規模的靜態吸附及少量柱吸附研究，缺乏工程應用研究。需增強工程規模連續運行研究，對動態吸附性能、材料壽命及二次廢物產生量進行考察，尤其需要開展一些帶放射性的試驗，考察輻射對吸附單元的影響。另外，為避免輻射的傷害，核素吸附的數值模擬可能成為新興的研究方向。