一般说来，放射性核素与其稳定同位素之间不存在很大的物理化学性质差异，而且周期表中同族元素行为间也有许多相似之处。所以，如90Sr、89Sr、140Ba、226Ra、45Ca与钙稳定同位素的行为相近；又如137Cs、86Rb、40K与钾稳定同位素，131I、133I与碘稳定同位素，3H与氢稳定同位素之间也分别有它们相似之处。由此可知，研究稳定同位素环境化学行为所得结果一般可适用于相应的放射性核素。另一方面，也经常运用放射性示踪的方法来研究其相应稳定同位素的环境化学行为。但另有一些核素如144Ce、106Ru、95Zr、85Kr等因与其相应稳定同位素间存在着显著的同位素效应，所以性能间有较大差别。
许多放射性核素容易在大气和水体表面间迁移，而在土壤或沉积物中较易被粘土矿物和有机碎屑所吸附。例如粘土组分含量高的土壤对137Cs有很大亲和力，137Cs一旦被土壤颗粒吸附就不易因降水、淋溶或生物摄取而迁移。经过长时期，土壤中就会累积高浓度137Cs，而生长在这类土壤中的植物体内放射性浓度很低，甚至达到不可检测水平。但在潮湿、多沙、少粘土、带酸性的土壤中，137Cs易被植物的根所摄取，从而发生生物循环。作为惰性气体的85Kr的行为和137Cs不同，基本上只在大气圈内流动，并同时发生自发蜕变。3H也不易被固体表面牢固吸附，而大多以HTO形态参与H2O的生物地球化学循环。
土壤或沉积物中的颗粒组分粒度越小，比表面积越大，则吸附浓集放射性核素的能力也越大。相似地，与细枝状的或表面粗糙的植物体相比，表面光滑的植物体不太容易滞留放射性核素。放射性核素在固体表面的累积量随时间变化，并取决于许多别的因素。这些因素包括环境介质的化学组成和对象核素在介质中的浓度及核素的半蜕期、降雨、淋溶、光照、温度等。
放射性核素一般通过呼吸、饮水、摄食等途径进入生物体内；另又通过排泄、分泌、死亡、分解、溶出等过程从生物体内排出而复归自然环境。此外，进入生物体的放射性核素又将通过食物链在生物体间发生迁移和浓集。一般具有易溶化学形态的核素较容易广泛而又迅速迁移。如进入水体中的137Cs，可很快地转入自养生物体内（如固着型植物或浮游植物），水中浮游动物或大型非脊椎动物摄食了这些自养生物，也就将137Cs引入了自身体内，此后通过一系列食物链网可能归入人体。实际上，对137Cs之类放射性核素在天然水中的行迹及其在食物链中迁移的研究是一类难度很大的课题。
放射性核素在某一生物体中累积和浓集的程度与对象核素、生物机体及其生活环境三者特性有关。其中自发蜕变的半蜕期是最重要的因素，如果T1/2特别短（小于1小时），那么生物浓集速度就会赶不上蜕变速度，如果T1/2特别长（大于105年），那么放射性比度极小，机体由此受到损害的问题也可予以忽略。此外，放射性核素的一些物理化学性质，如溶解度、与营养物质性质的相似程度及其与机体内有关物质分子键合的能力等也都是决定机体摄取、保留、累积各对象核素能力的重要因素。
放射性核素在机体生物膜中的穿透能力、在机体内各部位间的传递速率以及某些部位或特定器官滞留放射性核素的特殊亲和力（如锶在骨骼中、碘在甲状腺中）等都对对象核素在机体中的最终归宿产生影响。此外机体或其组织的寿命也是很重要的因素，如长寿命的地衣和苔藓能长时期地累积放射性。与之相比，落叶松和灌木之类植物的本体虽也有相当长的寿命，但在落叶季节，累积在叶上放射性物质就大量地转移到土层表面，为微生物所获取。