^(134)Cs 796 keV符合修正因子与源半径和高度关系研究

为准确测量源^(134)Cs活度浓度,研究源^(134)Cs特征γ射线符合修正因子与源半径和高度关系。针对其796 keVγ射线,依据衰变纲图分解^(134)Cs衰变为三个过程,采用蒙特卡罗仿真30种不同半径和高度源^(134)Cs衰变过程,记录每个过程无符合计数和符合计数,开展源^(134)Csγ能谱特征峰和符合修正分析。研究表明:^(134)Csγ能谱796 keV特征峰由三个不同衰变过程决定,并且每个均有发生符合相加概率,源^(134)Cs 796 keVγ射线符合修正因子与源半径和高度为二元五次多项式关系,源高度对符合修正因子影响较大,源半径对符合修正因子影响相对较小。

^(134)Cs在水相生态系中的行为——^(134)Cs在水-萍-底泥中的消长与分配

^(134)Cs在水-萍-底泥系统中的消长遵循指数回归形式;萍能从水体中吸收^(134)Cs,并富集在其体内.萍种间的富集能力有差异,其中,小叶满江红>满江红>蕨状满江红>浮萍>卡州满江红,底泥对水体中的^(134)Cs有很强的吸附能力,从而减少萍对水体中Cs的吸收量;在适当的土水比下,底泥能有效地去除水体中的^(134)Cs;钾离子能抑制萍对^(134)Cs的吸收.

裂片核素在岩石中的迁移研究——Ⅱ.核素^(134)Cs在花岗岩中的扩散与渗透

在自行设计的扩散槽和渗透槽中,研究了核素^(134)Cs(以模拟裂片核素^(137)Cs)在花岗岩(取自北京周口店)中的扩散迁移和渗透迁移行为,测定了一系列扩散参数与渗透参数。文中还对实验技术和实验结果进行了介绍和讨论。

水生植物对^(134)Cs的吸收

水体中(134)~Cs的消失和水生植物对(134)~Cs的吸收均以指数回归形式进行。螃蜞菊(Alternanthera philoxeroides)对水体中(134)~Cs的吸收速率最快,富集系数最高,达560。卡州萍(Azolla caroliniana W.)为12.8。金鱼藻(Ceratophyll-um demersum L.)和水葫芦(Eichhornia crassipes)分别为4.6和3.5。因此,螃蜞菊能净化水体中的(134)~Cs。植物根系吸收(134)~Cs后,能把它运转到地上部,螃蜞菊中约有75％的(134)~Cs停留于根部,25％运转到地上部。

水稻对^(134)Cs的吸收和^(134)Cs在水稻-土壤中的分配

试验表明,水稻对^(134)Cs的吸收,孕穗期吸收速率最快;土壤理化性质不同,吸附^(134)Cs的能力有差异;不同生育期灌溉^(134)Cs溶液,水稻对其吸收量不同,离成熟期近,吸收得多;灌溉次数多和灌溉水中^(134)Cs活度高,水稻吸收的^(134)Cs也多。糙米经精白加工后,可使^(134)Cs的污染减少22.6—45.6％;^(134)CS在水稻各部位比活度大小的顺序为糠>根>稻草>谷壳>精白米;活度以稻草中最高,占水稻植株总活度的51.4％,糙米、根和谷壳分别占28.4％。11.8％和8.4％:^(134)Cs在土壤中移动很少,有95.1％集中在0—2.5cm的表土层内;^(134)Cs在水稻-土壤中的分配为6.1％:93.9％;K^+抑制水稻对^(134)Cs的吸收,K^+浓度与水稻中^(134)Cs比活度之间呈指数回归形式。

花岗岩近表层^(134)Cs活度直接测量

核素在岩石裂隙中迁移时，一方面随裂隙水对流弥散，另一方面吸附在岩石裂隙表面并向岩石中扩散。因此，除了测量裂隙出口端流出液浓度外，还需测定裂隙近表层的放射性活度分布。文章描述了岩石裂隙近表层１３４Ｃｓ活度直接测量装置和测量方法，并给出１３４Ｃｓ在花岗岩裂隙近表层活度分布测量结果。

小麦对^(134)Cs吸收的研究

本文介绍小麦对^(134)Cs的吸收试验,结果表明,^(134)Cs在小麦中的比活度,根中最高,麦杆次之,麦粒最低。麸皮中^(137)Cs的比活度高于面粉。土壤对^(134)Cs的吸附能力,以青紫泥最强,红壤次之,小粉土最弱;土壤对^(134)Cs吸附能力的强弱与土壤的质地、PH和有机质含量有关。随着^(134)Cs施入土壤的延迟和施人次数的增加,小麦对^(134)Cs的吸收也增加。^(134)Cs在土壤中迁移很少,90.4％集中在0—3cm的表土层;^(134)Cs在土壤-小麦中的分配比为97.9％:2.1％;小麦对土壤中^(134)Cs的富集系数为1.75。

^(134)Cs在水-土体系中的行为

水体中的^(134)Cs很容易被土壤和矿物所吸附。矿物的吸附能力比土壤强。^(134)Cs在水体中的消失和土壤、矿物对^(134)Cs的吸附都遵循一级反应动力学模式,即,呈指数回归形式。^(134)Cs在土壤中的移动很小,95％的^(134)Cs集中在 0～2 cm的表土中,淋溶水中的^(134)Cs只占加入总量的 0.1％以下。土壤对^(134)Cs的吸附能力与土壤的质地、pH和有机质含量有关。粉粒和粘粒的含量越高,pH值越低,有机质含量越高,则土壤对^(134)Cs的吸附能力越强,反之越弱。青紫泥对^(134)Cs的吸附能力最强,净化水体中^(134)Cs的效果最好,红壤强于小粉土,江涂土相对比较弱。但无论那一种土壤,只要控制一定的土/水比,都能有效地去除水体中的^(134)Cs。当然矿物是更好的净化剂。

^(134)Cs在模拟海洋生态系中的行为

底质能强烈地吸附海水中的^(134)Cs,其吸附能力与它的pH值、质地和Na^+含量有关.藻、贝、甲壳和鱼类对^(134)Cs的吸收均遵循指数回归方程.有40％以上的^(134)Cs集中在藻类体内的生长部,有30％以上分布在鱼肉中.^(134)Cs在梭鱼体内的滞留方程可用指数函数来描述,其有效半衰期为五天.海洋生物对^(134)Cs的富集过程可用线性回归来表示.

抗辐射球菌对结球甘蓝吸收^(134)Cs的影响

在土壤中引入134Cs后接种抗辐射球菌(Deinococcus radiodurans),研究其对放射性铯在土壤中化学形态的影响。在抗辐射球菌存在的情况下,利用结球甘蓝(Brassica oleracea)吸收134Cs,初步研究了134Cs化学形态与结球甘蓝对其吸收能力的关系。结果表明:134Cs在土壤中主要以残留态形式存在,且接种抗辐射球菌的土壤残留态134Cs比在无菌土壤中的比例高28.64%~38.17%。结球甘蓝对134Cs的吸收量约为12100Bq/g,但在接种抗辐射球菌后,结球甘蓝对134Cs的吸收量约为8500Bq/g,比未接种细菌时的吸收量下降了约29%。抗辐射球菌可以改变134Cs在土壤中的化学形态,从而降低植物对134Cs的吸收。

^(134)Cs在水相生态系中的行为 Ⅱ.^(134)Cs在水-鱼-底泥中的消长和分配

^(134)Cs在水-鱼-底泥系统中以指数回归形式消长,鱼通过消化系统能迅速地吸收水体中的^(134)Cs,在放养12h内,鱼体对Cs的吸收较快。^(134)Cs在鱼体中的分布,以鱼肉中最多,占鱼体总放射性的29.5％;土壤能吸附水体中的^(134)Cs,其吸附量随加入之土壤量的增加而增加,从而明显地降低水体中^(134)Cs的放射性,并大大减少鱼体对^(134)Cs的吸收。水体中添加钾离子,能减少鱼体对^(134)Cs的吸收。

^（134）Cs在大鼠整体、骨骼和睾丸中转运滞留及剂量估算

研究了裂片１３４Ｃｓ内污染时在整体水平、骨骼和睾丸的转运、滞留，及其相应的吸收剂量估算。用整体测量装置探讨１３４Ｃｓ在整体的滞留，拟合的滞留方程为：Ｒ（ｔ）＝１８．０４ｅ－９．３１７５ｔ＋４５．１３ｅ－０．０４２３ｔ在整体滞留过程中包括两个滞留半减期，其中快组分Ｔ１＝０．０７ｄ，而慢组分Ｔ２＝１６．３８ｄ。并估算了其吸收剂量．根据１３４Ｃｓ在骨骼和睾丸中７周内的转运和滞留动态变化，拟合了１３４Ｃｓ在骨组织的滞留方程为：Ｒ（ｔ）＝０．００２９ｅ－０．１２１ｔ，观察到在骨中的滞留半减期只有５．７３ｄ。而拟合的１３４Ｃｓ在睾丸中的滞留方程为：Ｒ（ｔ）＝０．００４７ｅ－０．１３３ｔ，即在睾丸中的滞留半减期亦只有５．２１ｄ．可见随着１３４Ｃｓ内污染后时间的延长，其在骨骼和睾丸中的滞留均可迅速下降，而其吸收剂量呈缓慢增长。

^(134)Cs示踪法测量海水中^(137)Cs的方法研究

海水中137Cs的分析一般采用放化浓集结合直接γ能谱测量法。以前的γ能谱测量法由于采用固定化学回收率一般会有10%~20%的测量误差。本文通过引入134Cs标准溶液作为实时产额示踪剂,全程示踪分析流程,可以明显降低采用固定化学回收率引入的误差。对可能影响化学回收率的各种因素进行了条件实验,给出了推荐的分析流程:针对50 L环境水平的海水进行137Cs分析时,调节pH等于2或略小于2,加入适量的铯载体和约1.0 Bq的134Cs标准溶液,搅拌均匀后加入10 g磷钼酸铵粉末,采用人工搅拌的方式充分搅拌4.0 h,放置澄清后取沉淀直接进行γ能谱测量,测量时间80 000 s时,探测限达到1.4 mBq/L,测量的误差可以控制在5%以内。本方法不适用于核事故应急等含134Cs(约0.01 Bq/L以上)的海水样品的分析。

4πβ-4πγ相加效率外推法测量^(60)Co、^(134)Cs活度

阐述了由4πβ(PC)流气式正比计数器及大体积井型4πγNaI(Tl)晶体组成的4π-β4πγ活度测量装置,从理论上建立了相加效率外推方程,并利用相加效率外推方法测量了60Co1、34Cs活度,其相对标准不确定度分别为0.29%、0.19%。将测量结果与符合效率外推测量结果进行了比较验证。分析表明,此方法适于复杂衰变核素的活度测量。

(137)Cs、^(134)Cs在人工海洋小生境中的行为

在自行建立的人工海洋小生境中,采用示踪法综合地研究^(137)Cs、^(134)Cs在人工小生境中的行为。结果表明,^(137)Cs和^(134)Cs具有共同的生理生态行为,并表现出相似的规律、沉积物对^(137)Cs、^(134)Cs的吸附能力甚低,^(137)Cs、^(134)Cs在海洋动物体内趋于全身性的分布。各主要生化物质均能检出^(137)Cs、^(134)Cs。排泄实验后,海洋动物的胃肠、肝(消化腺)^(137)Cs、^(134)Cs损失显著。沉积物表现为解吸-重吸附的过程。

^(134)Cs对机体诱发放射免疫毒理和遗传毒理效应

研究^(134)Cs诱发放射免疫毒理效应揭示,可致骨髓和胸腺细胞~3H-TdR掺入率明显下降,且胸腺细胞的受抑程度要比骨髓细胞更为显著。^(134)Cs 可致外周血和脾淋巴细胞中T淋巴细胞对PHA的转化反应和B-淋巴细胞对LPS的转化反应受抑,刺激指数降低。T淋巴细胞对^(134)Cs辐射损伤效应要比B淋巴细胞更加敏感。而外周免疫器官中淋巴细胞的辐射敏感性要比中枢免疫器官高。研究^(134)Cs诱发放射遗传毒理效应揭示,可致体细胞中骨髓细胞染色体畸变率明显增升,并诱发PCE微核率显著升高。对生殖细胞,可诱发精原细胞染色体畸变,使畸形精子率明显增加。且在骨髓细胞染色体畸变率、PCE微核率和畸形精子发生率与^(134)Cs的吸收剂量之间均呈现幂函数关系。

离子浓度对生物吸收^（134）Cs的影响

生物对^（１３４）Ｃｓ的吸收量随着时间的延长而增加；Ｋ、Ｎａ离子的浓度显著地影响生物对^（１３４）Ｃｓ的吸收量，但对吸收率影响不明显，吸收量和离子浓度之间呈指数回归关系；当环境中加入Ｋ或Ｎａ盐（肥）时，由于颉颃作用，可以降低生物对^（１３４）Ｃｓ的吸收。

^（134）C_s在水－吸附剂体系中的行为

矿物对^（１３４）Ｃ_ｓ的吸附率与粒径之间的关系可用幂回归方程来表示；矿物能很快地吸附水体中的^（１３４）Ｃ_ｓ并达到吸附平衡；^（１３４）Ｃ＿ｓ水—吸附剂体系中的消失和吸附过程均遵循指数回归形式；沸石对^（１３４）Ｃ_ｓ的吸附能力最强，活化膨润土和珍珠岩较强，膨润土较弱；土壤也是一类良好的^（１３４）Ｃ_ｓ吸附剂；^（１３４）Ｃ_ｓ在土壤中的移动距离很小，有９５％左右集中在０—１ｃｍ的表土层中，淋溶水中只占１％以下；土壤对^（１３４）Ｃ_ｓ的吸附率与土层深度之间呈指数函数关系。

^(134)Cs在茶树上的行为

茶树喷洒^(134)Cs后,^(134)Cs在老茶叶上的残留和新茶叶上的吸收都遵循一级反应动力学模式。^(134)Cs叶面污染后危害性最大,水质污染和土壤污染具有潜在的危害性。茶树对^(134)Cs的富集能力低,K值为0.02;鲜茶叶经制茶加工后,^(134)Cs的损失率达13.3％;茶叶经4次浸泡后,^(134)Cs的总浸出率为83.6％。

^(134)Cs在水相生态系中的行为 Ⅰ.水生动物对^(134)Cs的吸收和^(134)Cs在青蛙体内的分布

^(134)Cs在水相生态系中以指数回归形式消长;水生动物对^(134)Cs的吸收可分为两个阶段,前期吸收较快,后期较慢。蝌蚪(Larva of Rana esculenta L.)对^(134)Cs的吸收速率最快,草鱼(Ctenoparyn-godon idellus)和鳝鱼(Fluta alba)居中,螺蛳(Bellamya purificata)和黄蚬(Corbicula sandaiR.)较慢;水生动物对^(134)Cs的富集系数(K)与时间(t)成简单的直线关系,富集系数的顺序为蝌蚪>螺蛳>黄蚬>草鱼>青蛙>鳝鱼;青蛙主要通过消化系统摄取水体中的^(134)Cs,经血液循环运输到各器官中。