5.2.4 Am（Ⅲ）/Cm（Ⅲ）的吸附行为
与其化学类似物Eu（Ⅲ）的吸附研究相比，关于Am（Ⅲ）的宏观吸附研究报道较少。尽管Cm（Ⅲ）的荧光特性为+3价镧/锕系表面配合物结构研究提供了便利，但对Cm（Ⅲ）的宏观吸附实验数据的报道更是难得一见。应该指出的是，由于轻锕系5f轨道参与成键的一般规律，可以预测Am（Ⅲ）和Cm（Ⅲ）的表面配位平衡常数会略大于Eu（Ⅲ）的。
图5-5 Am（Ⅲ）在水溶液中的种态分布
上：CO2存在条件下；下：无CO2存在条件下
在环境条件下，+3 价是Am 唯一可稳定存在的氧化态。在没有其他配体的理想条件下，p H 是影响Am（Ⅲ）在溶液中种态分布的唯一因素（图5-5）。当溶液中存在无机或有机配体时，情况将变得复杂。碳酸根是重要的无机配体，因此在高p H 条件的吸附实验必须考虑CO2对吸附的影响。为了简化研究体系，高p H 下的吸附实验往往需要在惰性气体保护的手套箱中进行，以避免CO2的影响。然而，作为环境中最重要的无机配体，研究碳酸根对吸附的影响往往是必要的，为此有必要在不同的二氧化碳分压条件下开展研究工作。
大多数天然水体的p H 在5～9的近中性范围，而高放废物地质处置库近场地下水的p H 由于处置库工程屏障中水泥的存在可能会更高。如果只考虑膨润土的缓冲作用，处置库近场的p H 也应该在8.5左右。在较高p H 范围，Am3+在水溶液中主要发生水解作用以及与碳酸根的配位作用。图5-5给出了存在CO2（3.8×10-4atm）和不存在CO2条件下的种态分布图。
与碳酸根相比，天然水体中常见的其他无机配体如Cl-
、
等对Am（Ⅲ）种态分布的影响往往可以忽略。此外，天然水体中的腐殖质（胡敏酸、富里酸和胡敏素）等对次锕系元素有强配位作用的天然有机配体也会显著影响次锕系元素的环境行为。
有关Am（Ⅲ）在金属氧化物上吸附的研究起步较早。一般而言，离子强度对Am（Ⅲ）在金属氧化物上吸附的影响甚微，这是Am（Ⅲ）内层表面配位方式的宏观表现。与其他多价金属离子的吸附随p H 的变化而变化（p H 吸附边界，p H adsorption edge）的规律一致，在隔绝CO2以及没有腐殖质等配体存在的简单体系中，Am（Ⅲ）在金属氧化物上的吸附随p H的增大而逐渐增加，吸附量达到最大之后不再随p H 发生变化。例如，Moulin等[38]研究了Am（Ⅲ）（10-8mol/L）在氧化铝和无定形二氧化硅上的吸附，发现Am（Ⅲ）的吸附随p H 的增加（p H 4～9）而增大，而离子强度对吸附几乎没有影响。Rabung等[3，4]先后研究了Am（Ⅲ）/Eu（Ⅲ）在天然赤铁矿和γ-氧化铝上的吸附，发现Am（Ⅲ）/Eu（Ⅲ）在赤铁矿和γ-氧化铝上的吸附行为相似，吸附模型均考虑了两种表面配位位点；原位时间分辨激光荧光光谱（TRLFS）研究证实，Eu（Ⅲ）的表面配合物为内层表面配合物。
高岭石、蒙脱石和伊利石是环境中最常见的黏土矿物，它们的结构比金属氧化物的结构复杂。高岭石是1∶1型黏土矿物，Am（Ⅲ）在高岭石上的吸附研究已经有许多报道。Buda等[39]研究了p H 和CO2对Am（Ⅲ）（8×10-9mol/L）在高岭石（KGa-1b，Georgia，USA）（4 g/L）上吸附的影响，发现Am（Ⅲ）的吸附随着p H 的增加而增大，当p H≥9 时吸附量达到最大，CO2的存在对该条件下Am（Ⅲ）的吸附没有明显影响。Krˇepelová等[40]也研究了Am（Ⅲ）在KGa-1b高岭石上的吸附，与Buda等[39]的研究相比，Krˇepelová选择了更高的初始Am（Ⅲ）浓度（10-6mol/L），并测定了固液比和胡敏酸（0和10 mg/L）对吸附的影响。当吸附剂浓度为4 g/L 时，p H、CO2和腐殖酸（humic acid，HA）对Am（Ⅲ）的吸附没有明显的影响。但当吸附剂浓度为1 g/L时，CO2会导致Am（Ⅲ）吸附百分比在p H＞9时出现显著的降低，表明Am（Ⅲ）在水溶液中可能形成了碳酸根配合物。在p H＜4.5时，添加10 mg/L 的HA 导致吸附增加10%～15%，而在p H≥4.5时，HA 使Am（Ⅲ）的吸附量明显降低，并在p H=6～6.5时观察到最小吸附量（40%）。当p H≥9.5时，碳酸根对Am（Ⅲ）的吸附影响显著，但HA 对Am（Ⅲ）的吸附影响甚微。Lee等[41]在上述工作的基础上，在更高的Am（Ⅲ）浓度（浓度为10-5mol/L 和10-4mol/L）下再次研究了CO2和HA 对Am（Ⅲ）在KGa-1b高岭石上吸附的影响，却发现CO2对Am（Ⅲ）在1.3 g/L的KGa-1b高岭石上的吸附没有明显的效应。这可能是由于1天的预平衡时间并不能使大气中的CO2在溶液中达到平衡，从而低估了碳酸根的影响。有意思的是，Lee将HA 按分子量大小分成了10～30 k Da、30～100 k Da和100～300 k Da 3个部分，发现在低p H 下，分子量大的HA（100～300 k Da）对Am（Ⅲ）吸附的增强最为显著，而分子量小的HA（10～30 k Da）会导致Am（Ⅲ）在近中性条件下的吸附量下降更多，说明较小分子量的HA 的配位能力更强，但当大分子量的HA 与高岭石结合时，则增加了更多的吸附位点。Samadfam 等[42]研究了其他高岭石（Iwamoto Mineral Company，Japan）对Am（Ⅲ）的吸附。他们采用的实验条件与上述工作类似[Am（Ⅲ）10-7mol/L，高岭土1 g/L]，所得吸附数据的总体趋势也与上述研究工作类似。此外，Takahashi等[43]也研究了其他商用高岭石（Wako Pure Chemical Ind.Ltd）在0.02 mol/L NaClO4溶液中对Am（Ⅲ）的吸附，由于他们没有标明Am（Ⅲ）的浓度，难以将其结果与其他研究的结果进行比较。
蒙脱石属于2∶1型黏土矿物，是膨润土的关键组分。目前公认膨润土最适合作为高放废物地质处置库的缓冲/回填材料，因此Am（Ⅲ）在蒙脱石上的吸附得到了较为充分的研究。Ticknor等[44]研究了富里酸（fulvic acid，FA，0.5～5.0 mg/L）对Am（Ⅲ）在蒙脱石（SWy 1，Wyoming，USA）上吸附的影响，发现在p H=7.6时Am（Ⅲ）的吸附量随FA 浓度的增大而减小。Bradbury和Baeyens[45]比较了在惰性气氛下背景电解质分别为0.1 mol/L的NaClO4和0.066 mol/L的CaCl2时，示踪量的Am（Ⅲ）在SWy 1蒙脱石上的吸附行为。虽然两种情况下Am（Ⅲ）的吸附量均在p H ＞8时达到最大，但在酸性p H 范围内CaCl2溶液中Am（Ⅲ）的lg Kd比在NaClO4溶液中下降了一个数量级，说明阳离子交换反应可能是控制Am（Ⅲ）在低p H 条件下吸附的主要因素。Nagasaki等[46]研究了0.04～0.64 mol/L 的NaCl溶液中，1×10-5mol/L 的Am（Ⅲ）和Ln（Ⅲ）（Nd、Eu、Gd）在蒙脱石（Tsuukinuno、Japan）颗粒上的吸附，发现在p H=4的有氧条件下，随着lg[NaCl]的增大，Am（Ⅲ）和Ln（Ⅲ）的lg Kd先呈线性下降，当lg[NaCl]＞-0.5后，Am（Ⅲ）和Ln（Ⅲ）的吸附保持恒定。此外，发现吸附呈Gd（Ⅲ）＜Eu（Ⅲ）＜Am（Ⅲ）＜Nd（Ⅲ）的顺序，这与它们水合自由能大小的顺序相反。
除了Am（Ⅲ）在经过纯化的蒙脱石上的吸附研究外，Am（Ⅲ）在膨润土上的吸附研究也有大量报道。Kumar等[47]研究了p H、离子强度、不同阳离子（Ca2+、Na+）、不同阴离子（Cl-
、
）对Am（Ⅲ）在富蒙脱石天然黏土上吸附的影响。在N2气氛下，6×10-9mol/L的Am（Ⅲ）的吸附随着p H（2.5～8）的增加而增大。当离子强度从0.01 mol/L增加到0.1 mol/L时，相应的lg Kd（L/kg）在p H=2.5～6的范围内降低了1.5个数量级。当p H=7.1时，发现Ca2+浓度的增大对Am（Ⅲ）的吸附没有影响。通过比较背景电解质分别为NaCl、NaNO3和Na2SO4时Am（Ⅲ）的吸附曲线，发现Am（Ⅲ）的吸附量在
的存在下有微弱下降。Nagasaki[48，49]等研究了Am（Ⅲ）在膨润土（Kinigel VI，Kunimine Industries Co.Ltd.，Japan）上的吸附，发现在p H=8.2 时Am（Ⅲ）在碳酸盐溶液中可能形成了胶体；在p H=9 的0.1 mol/L NaClO4溶液中，Am（Ⅲ）的吸附对氧化还原电位（从-100到200 m V）不敏感。Kozai等[50]采用同样的膨润土，研究了隔绝CO2条件下Am（Ⅲ）的吸附，发现在p H=2～8 时，Am 主要吸附在蒙脱石上，只有在p H=6.5～8时，其他矿物组分（可能是黄铁矿）对Am（Ⅲ）的吸附有贡献。Iijima 等[51]研究了p H、初始Am（Ⅲ）浓度和固液比等因素对Am（Ⅲ）在膨润土（Kunipia F，Kunimine Industry Co.Ltd.，日本）上吸附的影响。Murali和Mathur[52]以花岗岩深部的钻井水为液相，研究了Am（Ⅲ）在天然膨润土（Kutch，印度）上的吸附。由于上述研究中CO2的含量以及膨润土样品组分的不同，所得的Kd存在显著的差异。
伊利石也是2∶1型黏土矿物。痕量Am（Ⅲ）（4×10-11mol/L）在0.58 g/L Na基伊利石（du Puy）上的吸附研究发现[53]，Am（Ⅲ）的吸附量随着p H 的增加而增大，并在p H=6时达到最大值。在p H＜6时，离子强度的增加导致Kd显著减小，阳离子交换反应是Am（Ⅲ）在低p H 条件下在伊利石上的吸附的主要因素；在p H＞6时，离子强度几乎无影响，说明在高p H 条件下吸附由表面配位作用主导。Maes等[54]在环境空气条件下研究了p H 对1.5×10-8mol/L Am（Ⅲ）在伊利石（Silver Hill，蒙大拿州，美国，0.5 g/L）上吸附的影响，获得了趋势类似的结果。Degueldre等[55]研究了CO2对8.5×10-10mol/L 的Am（Ⅲ）在伊利石（＜1μm）上吸附的影响，发现由于形成Am（Ⅲ）-碳酸盐配合物，Kd倾向于随着碳酸盐浓度的增加而降低。文献中Am（Ⅲ）在伊利石上的分配系数lg Kd（L/kg）的最大值均在5.5～6.0。
目前对Am（Ⅲ）在花岗岩或其他火成岩上的吸附研究报道相对少见。Kitamura等[56]研究了Am（Ⅲ）在花岗岩上的吸附行为，并用双电层模型拟合了吸附实验数据，发现长石和云母是起主要吸附作用的组成矿物。Ticknor等[44]研究了FA 对锕系元素和裂变产物在花岗岩上吸附的影响，发现Am（Ⅲ）在花岗岩上的吸附随着FA 浓度的增加而减小。Lee等[57]对比研究了152Eu（Ⅲ）和241Am（Ⅲ）在4种不同类型花岗岩岩芯上的吸附，发现两种核素具有相同的吸附性质。Baik等[58]研究了碳酸根对Eu（Ⅲ）在花岗岩上吸附的影响，发现在p H＞8.5时，Eu（Ⅲ）同碳酸根形成的碳酸羟基水合物明显地抑制了Eu（Ⅲ）的吸附。