流气式低本底α/β测量仪的串道特征及干扰修正

研究了一系列α、β金属平面源、粉末源及薄层样法自制面源在流气式低本底α/β测量仪上的串道现象。结果显示:^(90)Sr-^(90)Y金属面源以及 ^(14)C,^(137)Cs,^(90)Sr-^(90)Y, ^(40)K粉末源β对α通道的串道比均在0.1%以下,基本可以忽略不计;α金属平面源串道比大小规律表现为 ^(210)Po<^(209)Po<^(239)Pu<^(239)Pu-^(241)Am混合源<241Am,范围为3.49%~25.4%,发射不同能量粒子的α金属源的串道比差异较大。由于衰变过程产生的内转换电子、俄歇电子以及X射线等在β道产生响应,241Am源的串道比明显高于其他源,241Am粉末源的串道比随单位面积质量厚度增加而增大。α粒子对β通道的串道现象较明显,并与样品制源方式有关,主要是不同制源方式造成的自吸收差异导致的,总体有α粉末源串道比>薄层样法自制α面源>α金属平面源,测量时应重点考虑α粒子对β放射性的串道干扰。通过210Po加标样及牡蛎样品经放化分析制成的电镀源验证,对待测样品源进行一定厚度的铝箔或纸片覆盖,可以有效的减小α粒子对β通道的串道干扰;也可以直接利用串道比对测量计数进行修正,此时需要考虑待测样品源和串道比刻度源的一致性,否则会导致修正结果的偏差较大。

环境水中^(210)Pb、^(210)Po快速联测方法及应用

本文对^(210)Pb、^(210)Po快速联测方法作了深入研究,确定了适用于环境水样中^(210)Pb、^(210)Po联测的最优实验条件.在未经萃取分离情况下,以坑坏血酸+盐酸羟胺混合体系作还原剂,当盐酸浓度为0.5 mol·L^(-1),沉积时间为2 h,沉积温度为90℃,溶液体积为50 mL时,^(210)Bi、^(210)Po可同时自发沉积在铜片上.利用在同一衰变链上活度最终平衡的特点,通过测量^(210)Bi计数计算得到水中^(210)Pb的活度,然后通过209Po示踪α能谱法求得水中^(210)Po的活度.方法精密度优于10%,加标回收率在95.3%—107.6%,^(210)Pb、^(210)Po探测限分别达到1.2 mBq·L^(-1)和0.15 mBq·L^(-1).利用该联测方法对粤北矿山地区环境水样进行了分析,结果表明,饮用水中^(210)Pb、^(210)Po活度浓度范围分别为(2.4—38.7)mBq·L^(-1)和(1.0—4.1)mBq·L^(-1);河溪水中^(210)Pb、^(210)Po活度浓度范围分别为(4.3—181.5)mBq·L^(-1)和(0.7—23.3)mBq·L^(-1).

多聚磷酸钠作荧光增强剂测定海水中微量铀

报道了一种用多聚磷酸钠作铀荧光增强剂来测定海水中微量铀的实验方法。结果发现,在海水稀释10倍后,溶液p H值调至2~3,多聚磷酸钠浓度为0.58%的条件下可定量测定海水中微量铀,测量变异系数为4.3%~6.2%,全程加标回收率为95.0%~98.2%,检出限范围为0.16~0.22μg/L。

粤北铀矿山环境水中天然铀、天然钍及^(226)Ra水平调查

2011年,分丰水期和枯水期2次对粤北3个铀矿山所在地区环境水体进行了天然铀、天然钍、226Ra等放射性核素水平的调查测量。饮用水(非受纳水体)采样点11个,样品22个;溪水(受纳水体)采样点10个,样品20个。调查结果表明,饮用水(山泉水)中天然铀、天然钍和226Ra的平均浓度分别为0.74μg/L、0.53μg/L和17.0 mBq/L;溪水中分别为23.4μg/L、0.43μg/L和25.0 mBq/L。

台山／阳江核电厂周围环境水中3^H浓度调查

2010—2011年对台山/阳江核电厂周围环境中的地表水、饮用水、海水、雨水、空气中水蒸汽3H的浓度进行了调查,水样用自制的电解浓缩装置电解后测量。结果表明:台山/阳江核电厂周围地表水、饮用水、海水、雨水中3H的活度浓度在同一水平,含量分别为0.23±0.04、0.22±0.04、0.22±0.06、0.25±0.08 Bq/L水,空气水蒸汽3H浓度为0.37±0.17 Bq/L水,与湿度负相关。

太平岭核电厂选址阶段陆地环境辐射本底调查

介绍太平岭核电厂在选址阶段陆地环境辐射本底水平调查的目的、方法以及调查方案、质量控制和调查结果 ,结果表明该地区的陆地环境中γ辐射、各介质的天然放射性核素及人工放射性核素~3H、^(60)Co、^(134)Cs的放射性水平与邻近地区以前的调查结果基本一致,但^(90)Sr、^(137)Cs的调查结果略高于陆丰本底调查的结果 .

广东省部分海产品中^(210)Pb、^(210)Po监测

对广东近岸海水和部分海产品中^(210)Pb与^(210)Po含量进行监测。结果表明,海水中^(210)Pb含量范围为1.19~3.98 mBq/L,^(210)Po含量为0.81~2.14 m Bq/L;海产品可食部分^(210)Pb含量范围为0.13~3.26 Bq/kg(鲜),均值为1.68±0.97 Bq/kg(鲜);^(210)Po含量范围为0.23~25.8 Bq/kg(鲜),均值为11.8±8.9 Bq/kg(鲜)。贝类^(210)Po含量普遍比其他种类高,其中牡蛎、扇贝、翡翠贻贝中^(210)Pb平均含量均超过了我国现行国家标准限值。牡蛎中^(210)Pb与^(210)Po含量与海水中可溶性的^(210)Pb与^(210)Po含量无相关性。

大亚湾核电站周围环境原野和室内γ辐射水平现状调查

为了对大亚湾核电厂陆地γ辐射水平调查提供参考,本文对大亚湾核电站厂厂址中心区半径50km范围内陆地环境原野和室内γ辐射空气吸收剂量率水平进行调查。本次测量原野点29个,室内点33个。调查结果显示,该区域的原野和室内γ辐射水平处于正常水平。

广州地区大气环境气溶胶样品放射性特征

对广州地区大气环境气溶胶样品的总α、总β、^(210)Pb、^(210)Po和7Be进行了为期两年采样监测,分别得到各监测项目年平均放射性活度浓度分别为0.12 m Bq·m^(-3)、0.75 m Bq·m^(-3)、0.93 m Bq·m^(-3)、0.23 m Bq·m^(-3)、3.16 m Bq·m^(-3)。总α、总β、^(210)Pb、^(210)Po和7Be活度浓度变化有明显的季节性特征:总α、总β、^(210)Pb、^(210)Po、7Be活度浓度最低值均出现在9月,总α、总β活度浓度最高值出现在11月,^(210)Pb、^(210)Po活度浓度峰值出现在2月,7Be活度浓度峰值出现在1月,总体呈现出冬春高、夏秋低的特点;^(210)Pb、^(210)Po、7Be与PM10、PM2.5有较强正相关性,但^(210)Pb、^(210)Po倾向于与比表面积更大的PM2.5结合,而~7Be更易附着在较大粒径的PM10上。

两种不同方法在测定铀矿山水中铀的适用性分析

目的对两种不同方法在测定铀矿山水中铀的适用性分析。方法分别用液体激光荧光法和分光光度法对铀矿山环境监测水样中的铀含量进行了测定,并用t检验对两种分析方法的测量结果进行了数据统计。结果两种方法对铀含量小于2μg/L环境水样测定结果进行了分析,得出t>t(0.05,29)结果有显著性差异。通过两种方法对废水样中铀含量测定结果进行分析,t<t(0.05,26),这两种分析方法对废水样品铀的测量结果没有显著差异。两种方法对铀含量大于2μg/L环境水样测定结果分析t<t(0.05,15),两种分析方法对铀含量在2μg/L以上的环境水样的测量结果差异不明显。结论液体激光荧光法较分光光度法更适用于铀含量较低的一般环境水样分析;在铀含量大于2μg/L时,两种方法无显著差异,但分光光度法更适用于测定废水中的铀。

萃取色层法测定90Sr时消除210Bi干扰的修正方法

^(210)Bi是环境样品分析^(90)Sr过程中最重要的干扰核素之一。在二(2-乙基己基)磷酸酯(Bis(2-ethylhexyl)phosphate,HDEHP)萃取色层法分析^(90)Sr过程中,通过对淋洗液分段收集、测量并绘制淋洗曲线,发现铋、钇完全被吸附在色层柱上且二者无法完全分离,导致^(90)Sr测量结果偏高。对于部分环境样品(如土壤、气溶胶等),^(210)Pb-^(210)Bi的含量远高于^(90)Sr-^(90)Y,必须采取进一步的除铋措施。过柱分离后残留的^(210)Bi可以通过Bi_(2)S_(3)沉淀的方法去除;未进行Bi_(2)S_(3)沉淀除铋或除铋不完全时^(210)Bi仍有残留。因此推荐一种利用衰变规律通过对样品源重复测量、运用公式修正的方法消除^(210)Bi干扰。试验结果表明:^(210)Bi与^(90)Sr活度比≤5时,经修正后的^(90)Sr结果与参考值的相对偏差在23%以内。环境样品通过修正方法计算的^(90)Sr结果与Bi_(2)S_(3)沉淀除铋后的测量结果基本一致。