【《核医学废水中碘-131的处置方法综述》2500字】

核医学废水中碘-131的处置方法综述1.1核医学废水中的放射性核素在核医学中，未密封的放射性核素常应用于诊断和治疗。诊断方法是将放射性同位素示踪剂引入患者体内，借助射线探测仪对锝-99m、碘-131和氟-18等目标核素分析测定。治疗方法是利用注入体内的放射性核素所发出的β射线和γ射线，致使病变部位的功能受到抑制或结构遭到破坏。核医学常用于治疗的核素包括碘-131、锶-90/钇-90、锶-89、磷-32和锝-99m等[1]，如表1.1所示，列出了2018年我国医院放射性同位素治疗的调查结果。表1.12018年全国医院放射性同位素治疗的用途及年使用量[1]核素名称放射性半衰期主要用途年治疗数（次）各治疗项目占比（%）碘-1318.04h格雷夫斯甲亢分化型甲状腺癌甲状腺结节非毒性甲状腺肿14.51万7.01万3933144123.911.60.60.2锶-90/钇-9028.5a/64h敷贴器治疗12.42万20.5锶-8950.5d骨肿瘤86821.4磷-3214.26d敷贴治疗放射性粒子植入组织间治疗胶体腔内介入放射性核素治疗放射性药物注入组织间治疗3.67万2.35万129110296.03.90.20.2锝-99m6.02h云克治疗19.06万31.4病人在进行诊断和治疗的过程期间，服用放射性药物后产生的排泄物，以及清洗所用器皿的水等，会导致大量放射性废水的产生。因此，核医学放射性废水中普遍存在锶-89、锝-99m、碘-131、磷-32、氟-18等放射性核素。目前，碘-131、锝-99m和氟-18在核医学中使用最广泛[2]，锝-99m和氟-18的半衰期分别为6.02h和1.83h，碘-131的半衰期（8.04d）相对较长，由此可见，储存待处置的医疗放射性废水中主要需要考虑碘-131放射性核素。1.2医用碘-131的废水排放处置在核医学中，使用人工放射性核素碘-131的β射线进行治疗甲亢和甲癌时，给药剂量的70%左右以病人排泄物的形式排出[3,4]。放射性危害不易被察觉，含有放射性的排泄物进入水、土壤中会造成环境污染，人体可能通过食物链摄取含放射性碘的食物或水进而导致人体甲状腺迅速富集碘-131，严重的可引发甲状腺癌[5]。因此，含碘-131的医疗废水存在潜在的安全隐患，在最终汇入城市生活污水管道之前，最好将这些含碘废水进行妥善处理。表1.2国内外对放射性废水的相关排放标准标准要求国外国际放射防护委员会（ICRP）的医学放射防护建议草案[6]储存接受过放射性碘核素治疗的患者的尿液似乎益处不大，由于排入污水管道系统的放射性核素，对污水管道工和公众产生的剂量远低于公众的剂量限值，因此产生的放射性废水直接排入下水道是可取的。国内《医疗机构水污染物排放标准》（GB18466-2005）[7]放射性废水污染物排放限值日均值为：总α<1BqL-1，总β<10BqL-1。《电离辐射防护与辐射源安全基本标准》（GB18871-2002）[8]每月组织排放总活度不超过10ALImin（ALImin是放射性工作人员对核素的年摄入量最低限值），每一次排放活度不超过1ALImin，并且每次排放后用不少于3倍排放量的水进行冲洗。如表1.2所示，ICRP的医学放射防护建议草案指出，医院含碘的放射性废水直接排入下水道是可行的[6]。而国内相关标准规定了放射性废水的日排放与月排放限值[7,8]。因核医学放射性废水中的放射性核素半衰期短，活度低，因此一般不用浓缩法处理。国外常用稀释法、延迟衰变法以及稀释法与储存衰变法并用[9]。国内则主要采用储存衰变法[10]。表1.3国外对医院含碘-131放射性废水的处理方法[9]国家直接排放储存衰变处理过程丹麦√在医院排水管与市政下水道汇合处，碘-131稀释至0.1MBqL-1排放。芬兰√在任何时候排放量不超过100MBq，一年内不超过100GBq，可排放到下水道。瑞典√排放到下水道是首选，按每年50GBq碘-131直接排入下水道计算，下水道工人的外部辐射暴露量约为2µSv。法国√患者的排泄物碘剂量为（>740MBq）通过厕所排出收集。通常先经过化粪池，化粪池内的物质停留时间较长，在释放到污水网之前体积活度大大降低。德国√所有安装储罐的设施，排放量必须在5BqL-1以下才能排放。北爱尔兰√采用衰变存储器，排放到下水道前的活动浓度限制为80KBqL-1。卢森堡√病人的排泄物至少要保存210d，从贮槽排放到污水管的碘-131活性浓度应保持在5BqL-1以下。立陶宛√废物在排入污水管前，须存放在贮槽内30-60d。荷兰√半衰期100d以下的放射性核素废物应储存2a。希腊√√对于碘-131甲状腺术后治疗废物，在排放到下水道之前，必须进行衰变贮存。英国√√考虑使用延迟罐来处理大量碘-131废物。爱尔兰√√采用直接排放到下水道和使用储槽的方式。西班牙√√活度超过清除级别，应将废物储存衰变。如表1.3所示，爱尔兰辐射防护研究所调查了13个国家对医院含碘-131放射性废水的处理方法，其中6个国家采用延迟衰变法，3个国家允许废水在稀释后直接排放，4个国家允许两种方法并用，方法的采用均取决于其卫生系统的具体条件。延迟衰变法（同位素的自然分解）是处理碘-131最常用的方法，但是一些标准和规定使得系统的设计和构建非常复杂且昂贵。近年来，德国出现了基于色谱原理的生物技术，采用生物过滤器、活性炭过滤器和选择性离子交换器相组合，最终目标是使放射性废水达到5BqL-1，然后再将其排入污水系统。与延迟衰减系统相比较，整体空间需求减少了50%，整个过程全自动操作，节省了人力成本，最主要的优势是消除了各种放射性废物可能的泄漏或交叉污染的风险[9]。储存衰变法（延迟衰变）是国内处理医疗含碘-131放射性废水最常用的方法，一般是将放射性废水排入衰变池储存一定时间（一般为碘-131的10个半衰期），待达到国家管理限值（总α<1BqL-1，总β<10BqL-1）后再进行排放[10]。图1.1为医院放射性废水处理流程示意图，通过对废水中产生的淤泥先进行预处理，再排入衰变池（连续或间歇式衰变池）储存。据相关文献报道，随着核医学科碘-131治疗的病人数量逐年增加，有限的衰变池容积将难以处理日益增多的放射性废水[11,12]。于夕荣等[13]对山东省储存核医学废液的衰变池排放口进行了抽样检测，2家省级医院排放口的废液总α、β放射性活度浓度均值分别为4.47±1.37BqL-1和1470±3.58BqL-1，4家市级医院排放口的废液总α、β放射性活度浓度均值分别为3.26±1.02BqL-1和1253±2.45BqL-1，发现放射性活度均高于国家标准限值，并指出造成超标的原因可能是由于衰变池容积不够大，衰变池串联（连续）设置造成新旧废液混合排放所导致。