环境样品中总α、总β比放射性活度的测定

将采集的环境样品按样品的处理方法进行处理后,在一定条件下进行炭化-灰化处理。准确称取灰化后的样品于测量盘中,用铺样器铺平样品,在低本底α,β测量仪上分别测量样品的总α、总β计数,通过计算求出样品中的总α、总β的比放射性活度。     

样品中总α／β放射性的测量

以某一比对样品中总α／β放射性的测量过程为例,叙述了样品预处理、上机测量及参数确定的方法,并结合实践,对工作中需要注意的问题进行了探讨。     

~(90)Sr-~(90)Y放射性活度的绝对测量

一、测量原理~(90)Sr-~(90)Y的衰变纲图比较简单。但它是一个纯β发射体,所以对它的放射性强度的绝对测量用一般的4πβ-γ符合法就比较困难。本工作采用4πβ-γ符合效率示踪法测~(90)Sr-~(90)Y的放射性强度。测量方法的基本原理是把待测的~(90)Sr-~(90)纯β发射体与放射性强     

~(90)Sr-~(90)Y放射性活度的绝对测量

~(90)Sr-~(90)Y是重要的裂变产物之一。由于它的裂变产额较高,半衰期较长,所以目前它在同位素工业中应用很广泛。~(90)Sr-~(90)Y的生物毒性也很大,所以在核燃料后处理时,从核防护和环境安全出发,人们对~(90)Sr-~(90)Y核素的放射性活度非常关注。本工作研究的目的主要是为同位素工业应用和核燃料后处理厂提供~(90)Sr-~(90)Y放射性活度标准。测量的方法是把~(60)Co作为示踪体,用效率示踪技术测定~(90)Sr-~(90)Y放射性溶液的活度。测量的总不确定度大约为±1.4％。     

~(90)Sr-~(90)Y放射性活度的绝对测量

~(90)Sr-~(90)Y是重要的裂变产物之一。由于它的裂变产额较高,半衰期较长,所以目前它在同位素工业中应用很广泛。~(90)Sr-~(90)Y的生物毒性也很大,所以在核燃料后处理时,从核防护和环境安全出发,人们对~(90)Sr-~(90)Y核素的放射性活度非常关注。本工作研究的目的主要是为同位素工业应用和核燃料后处理厂提供~(90)Sr-~(90)Y放射性活度标准。测量的方法是把~(60)Co作为示踪体,用效率示踪技术测定~(90)Sr-~(90)Y放射性溶液的活度。测量的总不确定度大约为±1.4%。     

环境样品中~(40)K的测定

研究了用HNO3浸取环境样品灰样及水渣样中的K和用简易酸碱法浸取土壤中K的方法。用KB（C6H5）4容量法和重量法测定K含量，考察了一些无机离子及酸根对测定的影响。容量法的相对标准偏差为2%，重加回收率为98%-102%。用γ能谱法对照分析，结果吻合良好。测定了土壤标准物质（IAEA-326）中的^60K,结果与推荐值吻合。对环境样品中的^40K与总β放射性活度进行了比较，未污染的环境样品中^40K占总β放射性活度80%以上。     

~(170)Tm内转换电子源制备方法

文章介绍了改进的现有真空蒸发制源方法,使之变得简单、安全、方便和更加有效,由此得到了薄、均匀、牢固而分辨率高的~(170)Tm内转换电子源。     

测量环境样品中低水平~(60)Co和~(65)Zn的电沉积制源

电沉积制源是测定环境样品中放射性核素含量时的重要制源方法之一。用这种方法制得的放射源具有镀层均匀、厚度薄、自吸收小等优点。对于测量α、β放射性核素来说,这是一种较沉淀法优越得多的制源方法。因此,在测量环境样品中低水平~(60)Co和~(65)Zn时,国内外有不少研究者都采用了电沉积制源法。     

~(147)Pm放射性标准溶液制备

本文叙述了~(147)Pm的分离、纯化、溶液组成及其稳定性,发展和建立了制备~(147)Pm放射性标准溶液的方法。~(147)Pm溶液的放射性活度采用效率示踪和液体闪烁两种方法测量。实验检验和应用的结果表明,本文所提供方法是可靠的,完全符合放射性计量标准要求,并已在国内得到了广泛的应用。     

土壤样品总β放射性测量的计数效率校正研究

采用不同形态的ＫＣｌ、Ｕ、Ｔｈ和Ｒａ标准源作甄别阈－计数效率曲线,以校正用ＫＣｌ作标准源计算计数效率所引起的测量误差。实验结果表明,土壤样品总β测量的标准样品在选择矿粉样或加标准溶液样时,所得计数效率相同;用ＫＣｌ作标准源刻度环境土壤样品的总β计数效率,其效率校正因子Ｋ值为０．７７。     

人骨骼中~(228)Th、~(230)Th和~(232)Th含量的同时测定

本文介绍了用α谱仪同时测定人骨骼中~(228)Th、~(230)Th和~(232)Th含量的方法。样品用浓 HNO_3和 H_2O_3湿灰化,草酸钙共沉淀载带、CL-5208萃淋树脂和743阳离子交换树脂联合分离后,电沉积制源,在低温半导体α谱仪上测量。该方法对~(234)Th的全程回收率为95.0±1.7%,对铀和镭的去污系数分别为6.3×10~4和1.5×10~3,对~(228)Th、~(230)Th、~(232)Th 的探测下限分别为0.432、0.135和0.108Bq/kg(鲜重)。     

从铀矿石中提取的~(227)Ac放射性纯度鉴定研究

227Ac是制备219Rn放射源的最佳母体。论文介绍了对从铀矿石中提取的227Ac进行放射性纯度鉴定的方法。通过对219Rn子体211Pb的相对测量及219Rn的干扰核素222Rn、220Rn的定量测量来鉴定产品227Ac的放射性纯度,227Ac产品中222Rn、220Rn的含量少于0.2%,227Ac的放射性纯度能达到99.8%以上。     

固体中总α、总β放射性监测方法研究

本文介绍了固体样品中总α、总β放射性水平测定的方法,包括同时测定样品总α、总β时制样的最佳厚度及实际样品测定时的变异系数.研究结果表明,LB770十路低本底α、β测量仪,其样品盘的直径为45 mm时,测定最佳质量厚度为10 mg/cm2;测定实际样品时,总α放射性活度浓度变异系数为5.4%～11.4%,总β放射性活度浓度变异系数为2.8%～10.3%.采用本方法于2003年参加了国家环保总局辐射环境监测技术中心组织的茶叶灰中总α、总β测量比对,比对结果显示,测量值与参考值符合较好.     

放射性废物泥浆中~(90)Sr,~(137)Cs和~(239,240)Pu的化学形态分析

采用连续提取法和平行提取法分析了放射性废物泥浆中90 Sr,137Cs和2 39,2 4 0 Pu的化学形态。实验结果表明 ,90 Sr主要以碳酸盐键合态和有机物键合态存在 ,137Cs主要以残渣态存在 ,2 39,2 4 0 Pu主要以有机物键合态和残渣态存在     

产生放射性核束的厚靶的物理设计

介绍用来产生放射性核束的厚靶的物理设计过程，提出对靶材料特性和温度条件的严格要求，列举了几种候选靶材，设计了１个石墨靶衬并合理安排靶的水冷散热结构，计算了厚靶的三维温度分布情况。计算结果表明：此厚靶完全能够承受最高达１４ｋＷ的质子束入射束流功率，靶的温度可以根据不同要求控制在１３００—２０００℃。     

四川省部分医院废水中总β放射性水平及~(131)I浓度的调查

本文介绍了四川省部分医院废水池及总排放口处废水中总β放射水平及两个医院废水中~(131)I浓度的调查结果。调查结果表明,7个医院总排放口处废水中总β放射性浓度为0.04—59.2Bq/L,未超过国家规定的排放标准。     

利用薄板塑闪测量水中总β放射性

在一些特定的情况下,需要一种能快速监测水中放射性活度变化的方法和装置。当前水中总β放射性测量主要采用取样测量的方法,取样测量的结果精确却耗时,这就需要采用新的仪器和设备对水中的放射性进行就地测量。研制了一套基于塑料闪烁体的水中放射性在线监测装置,对该装置的性能进行了模拟计算和初步测试。模拟计算结果表明,装置对40K探测效率为4.9×10-5cps/[(Bq/L)cm2]。通过实际测量,本装置对40K探测效率为3.0×10-5cps/[(Bq/L)cm2],模拟结果与实测结果的差异可能是闪烁光在传输过程中的损失造成的。对该装置进行测试,装置对水中的40K的最小可探测活度浓度约为500 Bq/L。     

放射性废物泥浆中~(90)Sr,~(137)Cs和~(239,240)Pu的化学形态分析

采用连接提取法和平行提取法分析了放射性废物泥浆中^90Sr,^137Cs和^239,240Pu的化学形态。实验结果表明,^90Sr主要以碳酸盐键合态和有面物键合态存在,^137Cs主要以残渣态存在,^239,240Pu主要以有机物键合态和残渣态存在。     

β放射性测量比对及其标准

为提高β放射性测量的可靠性和可比性,把~(90)Sr-~(90)Y源的标准化工作推进一步。1983年上海市计量技术研究所组织了“低水平参考源~(90)Sr-~(90)Y全国比对”,最大偏差48%;1984年北京放射性计量一级站又组织了一次“全国~(90)Sr-~(90)Y参考源比对测量”,最大偏差大于80%。可见β放射性测量虽然简单,但要给出准确的结果并不容易。本文通过参加这两次全国比对的总结,提出造成β平板源测量比对偏差较大的原因及提出解决办法、力求提高β放射性测量的精度。     

非平衡态铀样品同位素丰度的测定

平衡态铀样品是指样品中238U与其子体核素234Pam达到了放射性平衡的样品。在使用 g 能谱法测定铀样品同位素丰度的工作中,由于238U的特征 g 射线能量很低且分支比很小,需通过测定其子体核素234Pam的特征 g 射线来确定样品中238U的含量。可采用MGA-U软件分析低能区(小于300 keV)