EN中文

地理科学 >

2024 , Vol. 44 >Issue 5: 911 - 916

DOI: https://doi.org/10.13249/j.cnki.sgs.20220737

钚同位素示踪技术在树木年轮中的应用研究进展

  • 曹立国 , 1 ,
  • 周正朝 , 1, * ,
  • 常晓娇 2 ,
  • 曾小敏 1 ,
  • 王宁 1
展开
  • 1.陕西师范大学地理科学与旅游学院，陕西 西安 710119
  • 2.大连市现代农业生产发展服务中心，辽宁 大连 116000
周正朝。E-mail:

曹立国（1986—），男，吉林白山人，副教授，博士，主要从事现代地理环境过程的示踪研究。E-mail:

收稿日期: 2023-01-11

  修回日期: 2023-08-22

  网络出版日期: 2024-05-31

基金资助

国家自然科学基金项目资助(42101100)

版权

版权所有，未经授权，不得转载、摘编本刊文章，不得使用本刊的版式设计。
收起

Potential application of plutonium isotopes as a tracer in tree ring: A review

  • Cao Liguo , 1 ,
  • Zhou Zhengchao , 1, * ,
  • Chang Xiaojiao 2 ,
  • Zeng Xiaomin 1 ,
  • Wang Ning 1
Expand
  • 1. School of Geography and Tourism, Shaanxi Normal University, Xi’an 710119, Shaanxi, China
  • 2. Dalian Modern Agricultural Production Development Service Center, Dalian 116000, Liaoning, China

Received date: 2023-01-11

  Revised date: 2023-08-22

  Online published: 2024-05-31

Supported by

National Natural Science Foundation of China(42101100)

Copyright

Copyright reserved © 2024.
Fold

摘要

钚（Pu）核素具有极强的辐射毒性和生物毒性，对动植物和人类健康危害巨大，分析Pu同位素在树轮中的水平、迁移规律及其污染历史对于潜在的生态安全和植物毒性评价至关重要。在中国核电事业快速发展的背景下，建立不同区域树轮的Pu同位素背景数据尤为迫切。为此，本文对目前现存的少量文献资料进行了总结和归纳，首先简要阐述了环境中Pu同位素来源与沉降模式；重点分析了Pu同位素进入树轮的潜在途径，以及Pu同位素在树轮中的径向分布特征及其指示意义；最后，本文强调了建立树轮Pu同位素化学分析测试方法的重要性，及其示踪应用的发展方向，对于促进和拓展树轮Pu同位素示踪研究具有重要现实意义。

关键词： 239+240Pu; 137Cs; 树木年轮; 核素示踪

本文引用格式

曹立国 , 周正朝 , 常晓娇 , 曾小敏 , 王宁 . 钚同位素示踪技术在树木年轮中的应用研究进展[J]. 地理科学, 2024 , 44(5) : 911 -916 . DOI: 10.13249/j.cnki.sgs.20220737

Abstract

Plutonium (Pu) nuclide has strong radiation toxicity and biological toxicity, which is very harmful to animals, plants and human health. Thus, it is important to analyze the level, migration and pollution history of Pu isotopes in tree rings for ecological security and phytotoxicity evaluation. Under the background of the rapid development of China’s nuclear power industry along coastal areas, it is particularly necessary to establish the background data, including the Pu activity concentration as well as isotopic composition in the tree rings collected from different regions. In the present work, based on collecting and summarizing the limited existing literature and materials, the source and deposition mode of Pu isotope in the environment are briefly described. Then, the spatial pathway of Pu isotopes entering tree rings, the radial distribution characteristics of Pu isotope in tree ring samples as well as its environmental significance are also discussed. Finally, we emphasized the importance of developing chemical analysis method for accurately determining Pu isotopes with mass spectrometry technology and the research direction of its application research of this nuclide in tree rings, which is of great significance to promote the study of Pu isotopes as a tracer in the tree ring.

Key words： 239+240Pu; 137Cs; tree ring; nuclide tracing

钚（Pu）核素具有放射性及强化学毒性，在放射性核素毒性分组中，其位于极毒组[1]，一旦释放到环境中，不仅对生存环境造成严重污染，对动植物和人体健康也造成巨大危害。因此，环境中Pu核素的分布水平与迁移行为是放射性调查、高放废物地质处置与辐射安全风险评价所关心的重要问题之一。由于Pu同位素具有特定来源及长半衰期，被作为一种环境示踪剂广泛应用于大气科学、地球化学、海洋学等地学领域[2-5]。树木年轮化学是利用树轮中的化学元素示踪环境污染历史以及元素在环境中运移特征的交叉学科[6]，探究树轮中Pu核素的来源、吸收途径及污染历史对于评价其植物毒害、环境归趋具有重要的科学意义。
Pu同位素与放射性137Cs和135Cs同源[7]，主要来自1945—1980年的全球大气核试验。与137Cs 相比，Pu同位素具有更长的半衰期（239Pu为2.4×104 a，240Pu为6.5×103 a，241Pu为14.4 a），在土壤、沉积物和冰芯等介质中被吸附固定后不易迁移，预示着Pu同位素在环境中具有较强的示踪价值[8-11]。研究表明Pu同位素同样能够被树轮吸收固定[12-14]，加之树木年轮具有分辨率高、分布范围广、定年精确且连续性强等优势，所以树轮在Pu同位素来源追溯及其污染历史重建方面可谓潜力巨大。近年来，随着质谱技术（ICM-MS、TIMS和AMS）的快速进步和发展，与传统的 α 谱法相比具有高灵敏度和低探测限等优势，且能够获取重要的Pu同位素原子比信息。相关学者建立大量关于土壤[15]、沉积物[16-17]和海水[18]Pu同位素高效和快速的分析方法。但关于树木年轮的Pu同位素质谱分析方法研究尚未见报道，主要是因为树轮中Pu同位素比活度很低、需要样品量大、化学分离与纯化方面存在诸多困难和挑战。因此，目前树轮Pu同位素示踪应用的文献十分有限，相关研究还处于探索阶段，尤其是Pu同位素进入树轮的途径及其所占比重尚不清楚[14]，不同树种年轮中Pu同位素径向分布、活度或原子比以及径向迁移行为是否存在差异也有待深入探究。
20世纪60—80年代，中国在新疆罗布泊地区进行大气核试验对周边环境造成一定放射性污染。近期研究表明，青藏高原东北部云杉清晰记录了1986年切尔诺贝利核事故以及罗布泊核试验排放的放射性碘（129I）[19]。国内学者报道了中国核试验场周边土壤和沉积物中239+240Pu放射性水平和空间分布特征[9,19-21]，但上述环境介质无法重建高分辨率Pu同位素污染历史，也无法准确提供Pu同位素指纹特征。与沉积物和冰川环境介质相比，树木年轮的径向生长相对稳定，定年更加准确，所以是重建高精度Pu同位素污染历史的理想材料。本文通过归纳树木年轮中Pu同位素相关的文献资料，简述Pu同位素的来源、进入树轮的途径及其在树轮中的径向分布，以期拓宽Pu同位素示踪技术的应用范围，为评价Pu同位素在生态系统中的环境归趋和辐射风险提供科学依据。

1 Pu同位素来源与沉降模式

环境中Pu同位素共有20余种，238Pu、239Pu、240Pu和241Pu是放射环境研究领域最为引人关注的4种Pu同位素（表1），丰度最高的239Pu和240Pu占总量的94%。据统计[22]，20世纪40—80年代全球进行大气核试验共计500余次，产生核爆炸当量为545 Mt，向环境中释放239+240Pu约13 PBq和241Pu约170 PBq，其中前苏联和美国所占比重最大。1964—1980年中国在新疆罗布泊地区进行22次大气核试验，产生核爆炸当量为21 Mt。此外，核事故同样会向环境中释放大量放射性污染物，例如1986年切尔诺贝利核事故释放约8.7×1013 Bq的239+240Pu[23]，福岛核事故释放239+240Pu大约为（1.0~2.4）×109 Bq[24]。
表1 主要Pu同位素放射性性质

Table 1 Nuclear characteristics of Pu isotopes

同位素原子质量半衰期/a衰变方式衰变能量/MeV※1 Bq 钚同位素对应的质量/pg
　　注：※表中括号内百分数表示衰变概率。
238Pu 238.0496 87.70 αα 5.499（70.9%）
5.456（29.0%）		1.595
239Pu 239.0522 2.40×104α α 5.157（70.77%）
5.144（17.11%）
5.106（11.94%）
γ 0.129		435.200
240Pu 240.0538 6560.00 α α 5.168（72.8%）
5.124（27.1%）		118.510
241Pu 241.0568 14.40 β α 4.896（83.27%）
4.853（12.2%）
β− 0.021
γ 0.149		0.262
242Pu 242.0587 3.73×105α α 4.902（76.49%）
4.856（23.48%）		6873.390
244Pu 244.0642 8.00×107α α 4.589（81%）
4.546（19%）		1.511×105
由于在核燃料或核武器材料中多种 Pu 核素同时存在，而基于不同的应用目的及制造工艺，不同核设施中产生的 Pu同位素组成存在较大差异（图1）。因此，Pu同位素组成可以作为判别Pu同位素来源的“特征指纹”。例如，生产核武器材料Pu时，核燃料通常被置于反应堆中持续相对较短的时间以减少 239Pu的中子活化。因此，核武器级Pu材料中的240Pu/239Pu原子比值一般低于0.07。美国太平洋核试验场（Pacific Proving Grounds, PPG）周边海域，240Pu/239Pu原子比可以达到0.3以上[25-26]。全球大气层核试验结束过后，所产生的Pu核素经过全球加权平均过后，240Pu/239Pu原子比为0.18左右[27-28]。除了240Pu/239Pu原子比以外，241Pu/239Pu原子比和238Pu/239+240Pu活度比由于来源不同也存在一定差异，亦可作为Pu同位素来源识别的重要指标。特别是241Pu/239Pu原子比，因为241Pu与其他常见Pu核素相比具有较短的半衰期为14.4 a（表1），核事故初期释放到环境中的241Pu/239Pu原子比较高，能够与全球大气核试验沉降值进行很好的区分。
图1 不同来源Pu同位素240Pu/239Pu原子比值[16]

Fig. 1 The range of 240Pu/239Pu atom ratios from different sources[16]

根据核爆产生放射性物质的影响范围可以分为试验场当地、核试验周边地区以及全球范围几个不同层次。影响范围主要取决于核试验当量的大小、地理位置以及核试验后的气象条件等。对于大当量核试验（赤道地区大于3 Mt；极地地区大于300 kt）产生的 Pu 核素会随着核爆碎片被直接输入大气平流层，在平流层充分混合后沉降到地表，形成Pu同位素全球性沉降。据估算[22]，Pu同位素在平流层半滞留时间达8~24个月。如上所述，对于小当量的核武器试验，核爆碎片主要进入大气对流层，Pu在对流层中停留较短的时间（半滞留时间为70 d左右），然后沉降到核试验场及周边从而形成区域性污染[29]。核试验释放的Pu同位素在大气层中滞留1~2 a会通过湿沉降或干沉降形式到达地表。近期的研究表明欧亚大陆的Pu沉降总量与降水量呈显著线性相关[30]， Pu同位素到达地表的方式主要以是沉降为主，土壤中239+240Pu总量从沿海向内陆呈下降趋势，从东南亚到中国西北内陆地区239+240Pu总量逐渐递减，这主要与季风减弱导致降水减少有关。此外，核素Pu全球沉降也存在明显的年代分布特征，如沉降量在1963年达到峰值，该峰值也是环境样品定年的重要时标[2,4]。

2 Pu同位素进入树轮的潜在途径

沉降到地表的239+240Pu大部分赋存于土壤中，被吸附后主要以氧化物形式存在，由降水所导致239+240Pu的淋溶损失量微乎其微[8,22]。239+240Pu除了通过根吸收进入植物体，还可以通过树皮渗透、树叶吸收等方式进入树轮（图2）。239+240Pu从土壤到植物的转移系数9×10−6~4×10−3，说明植物根系对239+240Pu摄取量相对较小[31]，不同植物通过根系从土壤中吸收239+240Pu的量差异明显。例如，研究表明云杉、油松和落叶松树枝部分Pu同位素转移系数分别为0.700、0.042和0.005[28]。核素137Cs与Pu同位素来源相同，据报道针叶林从大气中摄取的137Cs明显大于根系从土壤中所吸收的量[32-33]。另外，有研究发现日本樱花树处于休眠期时，树枝和嫩叶中137Cs含量较高，对137Cs的赋存起到关键作用[34]。该研究还证明137Cs向生长活跃区（嫩叶和树枝端稍）迁移，而不是向根部迁移，这与部分金属元素（Pb和Zn）在树体内部的迁移规律具有一定相似性[31]。通过分析青藏高原东北部青海云杉树轮中另一重要人工核素129I，结果表明129I主要通过叶片呼吸作用进入树轮。研究证实，在树轮中特别是针叶乔木中大部分核素（239+240Pu、137Cs、238U、129I、232Th、40K和226Ra）主要通过地上植物组织运输并积累固定在木质部[12-14,19,22,35-36]。但是，年轮中核素尤其Pu同位素是被叶片吸收还是通过树皮渗透沉降在外层，然后经形成层迁移后进入最新的年轮尚无定论。尽管Pu同位素被根吸收进入树体内的总量相对甚少，但核素Pu从土壤到形成年轮化学记录的滞后期及其相对贡献等科学问题依然不清楚。
图2 239+240Pu进入树木年轮的潜在途径

Fig. 2 239+240Pu uptake pathway in the tree rings from atmosphere and soil

3 Pu同位素在树轮中的径向分布

化学元素的径向迁移是指元素在年轮之间发生的横向迁移。树轮中化学元素径向迁移是从年轮中元素含量变化比实际污染历史相位超前这一现象中得到的启示。例如，年轮中137Cs含量均在由大气核试验引起的实际137Cs含量增加以前明显增加[32-33]。大多数元素存在自然径向分布模式，且随不用树种和不同元素有所差异。部分元素含量从心材向边材呈下降或者上升趋势，在心材−边材交界处会形成高值区[36-37]；也有部分元素则没有明显的径向分布规律[36,38-40]。
早期受化学分离方法和仪器测量手段等方面限制，Pu同位素树轮化学分析较137Cs等其他核素少，但现有研究依然表明树轮中Pu同位素径向分布特征明显[12-14]。Kudo等[12]尝试通过日本雪松树轮重建长崎地区核素（239+240Pu、137Cs）污染历史，结果表明239+240Pu在雪松中的径向迁移不明显，而137Cs径向移动非常明显，树轮Pu同位素剖面记录了1945年长崎原子弹爆炸事件。研究表明[13]，树轮和沉积物239+240Pu比活度剖面具有很好的一致性，充分证明Pu同位素在部分植物组织内部几乎不发生迁移，树轮是重建Pu同位素污染历史的潜在有效介质。该树轮剖面中239+240Pu比活度最大值（30 mBq/kg）出现在1965年，是1945年239+240Pu比活度峰值（2.9 mBq/kg）的10倍，他们认为239+240Pu比活度最大值是1963年全球大气沉降的所致，但存在2 a左右的滞后期。由于日本长崎雪松中1965年239+240Pu比活度峰值是同期法国冷杉239+240Pu比活度的6倍，Garrec等[13]推测长崎雪松中1965年峰值可能是原子弹释放的Pu同位素通过根吸收以后固定在年轮中，即Pu同位素从土壤到年轮存在22 a左右的时间滞后，但这种解释似乎缺乏有效的科学证据，若能够测定树轮240Pu/239Pu或者241Pu/239Pu原子比将为追溯其来源提供有力证据。
1945年以前环境中并没有放射性Pu同位素，但是在1945年前的树轮中仍然能够探测到核素Pu[13]，关于这一特殊现象存在2种假说：①土壤中存在可移动和不可移动两种不同形态的Pu，其中可移动态部分被根吸收并固定在木质部[12]；②痕量Pu在木质部内部发生迁移，即由外部年轮层向更老的年轮层迁移[13]。上述2种解释略显牵强，也只是推测，考虑到传统α谱法Pu同位素探测限相对较高（0.45 mBq/kg）[12]，在1945年前树轮中测定的239+240Pu比活度极低（0.005 mBq/kg），所以很有可能为环境本底值。

4 展望

至今关于树轮Pu同位素分析的研究仍然非常有限，且主要集中在20世纪90年代，主要原因还是难以准确测定树轮中的Pu同位素比活度。考虑到树轮中含有大量的Na、Cu、Mg和K等基质元素待分离以及离子干扰等问题，现在急需具有分析化学和地球化学背景的研究人员开发成熟、稳定和可靠的树轮Pu测试分析方法，解决制约树轮Pu同位素示踪应用研究的瓶颈问题。
关于Pu同位素是通过何种途径吸收固定于树木年轮之中目前尚不明确，现有的结论也只是推测亦或假说。对于全球大气沉降来源的Pu同位素而言，不同途径进入树轮所占的比例以及是否存在时间滞后有待深入探究。对于存在区域沉降来源的Pu同位素，树轮中不同来源的Pu同位素占比需要进一步量化。此外，不同树种对Pu同位素的吸收能力是否存在差异等问题也有待解决。
中国西北地区幅员辽阔且乔木树种丰富，尤其高海拔地区的树木年轮是分析区域沉降（塞米巴拉金斯克核试验场、切尔诺贝利核事故、罗布泊核试验）来源的Pu同位素在大气中的传输路径、滞留时间以及影响范围的理想环境介质，这将有利于拓展Pu同位素示踪技术在树轮中的应用，可为区域放射性核素Pu的环境污染风险评价提供基础数据，另一方面将为放射性污染物环境行为预测及其生物修复治理提供科学依据。

参考文献

原文顺序 | 文献年度倒序 | 文中引用次数倒序
[1]
李玮博, 叶常青, 李钧, 等. 放射性核素的毒性重新分组[J]. 辐射防护, 1999, 19: 114-126.

Li Weibo, Ye Changqing, Li Jun et al. Reclassification of toxicity for radionuclides. Radiation Protection, 1999, 19(2): 114-126.

[2]
曹立国, 潘少明, 刘旭英, 等. 长江口水下三角洲239+240Pu和137Cs的分布特征及环境意义[J]. 地理科学, 2014, 34(1): 97-102.

Cao Liguo, Pan Shaoming, Liu Xuying et al. Distribution characteristics of 239+240Pu and 137Cs in subaqueous delta at the Changjiang River estuary and the environmental significance. Scientia Geographica Sinica, 2014, 34(1): 97-102.

[3]
张克新, 潘少明, 徐仪红. 等. 长江口放射性核素Pu的大气湿沉降初步研究[J]. 地理科学, 2016, 36(1): 157-160.

Zhang Kexin, Pan Shaoming, Xu Yihong et al. Atmospheric wet deposition of radionuclide Pu in the Changjiang River estuary region. Scientia Geographica Sinica, 2016, 36(1): 157-160.

[4]
黄亚楠, 潘少明, 刘志勇. 等. 中国湖泊柱样沉积物中239+240Pu的来源与分布特征[J]. 地理科学, 2018, 38(3): 437-447.

Huang Yanan, Pan Shaoming, Liu Zhiyong et al. The source and distribution characteristic of 239+240Pu in sediment cores of Chinese Lakes. Scientia Geographica Sinica, 2018, 38(3): 437-447.

[5]
黄亚楠, 潘少明, 刘志勇, 等. 中国边缘海沉积物中239+240Pu的来源与存量模型[J]. 地理科学, 2018, 38(11): 1892-1903.

Huang Yanan, Pan Shaoming, Liu Zhiyong et al. The source and inventory model of 239+240Pu in the sediment cores of the marginal sea of China. Scientia Geographica Sinica, 2018, 38(11): 1892-1903.

[6]
Lepp N. The potential of tree-ring analysis for monitoring heavy metal pollution patterns[J]. Environmental Pollution, 1975, 2: 27-32.

[7]
曹立国, 郑建, 潘少明, 等. 环境介质中135Cs的测试分析及其示踪应用研究进展[J]. 中国环境科学, 2017, 37(7): 2731-2739.

DOI

Cao Liguo, Zheng Jian, Pan Shaoming et al. 135Cs determination in the environment and its application: A review. China Environmental Science, 2017, 37(7): 2731-2739.

DOI

[8]
Xu Y, Qiao J, Hou X et al. Plutonium in soils from northeast China and its potential application for evaluation of soil erosion[J]. Scientific Reports, 2013, 3(12): 3506.

[9]
Liao H, Bu W, Zheng J et al. Vertical distributions of radionuclides (239+240Pu, 240Pu/239Pu, and 137Cs) in sediment cores of Lake Bosten in Northwestern China[J]. Environmental Science and Technology 2014, 48(7): 3840-3866.

DOI

[10]
Wang C, Hou S, Pang H et al. 239, 240Pu and 236U records of an ice core from the eastern Tien Shan (Central Asia)[J]. Journal of Glaciology, 2017, 63(241): 929-935.

DOI

[11]
Zhang W, Xing S, Hou X. Evaluation of soil erosion and ecological rehabilitation in Loess Plateau region in Northwest China using plutonium isotopes[J]. Soil and Tillage Research, 2019, 191: 162-170.

DOI

[12]
Kudo A, Suzuki T, Santry D et al. Effectiveness of tree rings for recording Pu history at Nagasaki, Japan[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 1993, 21(1): 55-63.

DOI

[13]
Garrec J, Suzuki T, Mahara Y et al. Plutonium in tree rings from France and Japan[J]. Applied Radiation and Isotopes, 1995, 46(11): 1271-1278.

DOI

[14]
Mahara Y, Kudo M. Plutonium released by the Nagasaki A-bomb: Mobility in the environment[J]. Applied Radiation and Isotopes, 1995, 46(11): 1191-1201.

DOI

[15]
Xu Y, Qiao J, Hou X et al. Determination of plutonium isotopes (238Pu, 239Pu, 240Pu and 241Pu) in environmental samples using radiochemical separation combined with radiometric and mass spectrometric measurements[J]. Talanta, 2014, 119: 590-595.

DOI

[16]
Bu W, Zheng J, Guo Q et al. A method of measurement of 239Pu, 240Pu, 241Pu in high U content marine sediments by Sector Field ICP–MS and its application to Fukushima sediment samples[J]. Environmental Science and Technology, 2013, 48(1): 534-541.

[17]
Cao L, Zheng J, Tsukata H et al. Simultaneous determination of radiocesium (135Cs, 137Cs) and plutonium (239Pu, 240Pu) in river suspended particles by ICP-MS/MS and SF-ICP-MS[J]. Talanta, 2016, 159: 55-63.

DOI

[18]
Men W, Zheng J, Wang H et al. Pu isotopes in the seawater off Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant site within two months after the severe nuclear accident[J]. Environmental Pollution, 2019, 246: 303-310.

[19]
Zhao X, Hou X, Zhou W. Atmospheric iodine (127I and 129I) record in spruce tree rings in the northeast Qinghai-Tibet Plateau[J]. Environmental Science and Technology, 2019, 53: 8706-8714.

DOI

[20]
邢闪. 长寿命放射性核素和在环境中的示踪研究[D]. 北京: 中国科学院大学, 2015.

Xing Shan. Trace application of long-lived radionuclides 239, 240Pu and 129I in the environment. Beijing: University of Chinese Academy of Sciences, 2015.

[21]
卜文庭. 痕量放射性核素钚(Pu)的准确测量与环境行为研究[D]. 北京: 北京大学, 2015.

Bu Wenting. Ultra-trace determination of Pu isotopes in environmental samples and the environmental behaviors of Pu. Beijing: Peking University, 2015.

[22]
UNSCEAR. Sources and effects of ionizing radiation[R]. New York: United Nations, 2000.

[23]
Muramatsu Y, W Rühm, Yoshid S et al. Concentrations of 239Pu and 240Pu and their isotopic ratios determined by icp-ms in soils collected from the chernobyl 30 km zone[J]. Environmental Science & Technology, 2000, 34(14), 2913-2917.

[24]
Zheng J, Tagami K, Uchida S et al. Release of plutonium isotopes into the environment from the Fukushima Daiichi Nuclear Power Plant accident: What is known and what needs to be known[J]. Environmental Science and Technology, 2013, 47: 9584-9595.

DOI

[25]
Muramatsu Y. Measurement of 240Pu/239Pu isotopic ratios in soils from the Marshall Islands using ICP-MS[J]. Science of the Total Environment, 2001, 278: 151-159.

DOI

[26]
Buesseler K. The isotopic signature of fallout plutonium in the North Pacific[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 1997, 36: 69-83.

[27]
Krey P, Hardy E, Pachucket C et al. Mass isotopic composition of global fallout plutonium in soil[J]. Proceeding of asymposium of transuranium nuclides in the environment, IAEA-SM-199-39, 1976, 671-678.

[28]
Kelley J, Bond L, Beasley T. Global distribution of Pu isotopes and 237Np[J]. Science of the Total Environment, 1999, 237/238: 483-500.

DOI

[29]
Kierepko R, Mietelski J, Ustrnul Z et al. Plutonium isotopes in the atmosphere of Central Europe: Isotopic composition and time evolution vs.circulation factors[J]. Science of the Total Environment, 2016, 569-570: 937-947.

DOI

[30]
Cao L, Zhou Z, Wang N et al. Quantitative assessment of the spatial distribution of 239+240Pu inventory derived from global fallout in soils from Asia and Europe[J]. Journal of Geographical Sciences, 2022, 32(4): 605-616.

DOI

[31]
Muller R, Sprugel D, Kohn B. Erosional transport and deposition of plutonium and cesium in two small midwestern watersheds[J]. Journal of Environmental Quality, 1978, 7(2): 171-174.

[32]
Barci-Funel G, Dalmasso J, Barci V et al. Study of the transfer of radionuclides in trees at a forest site[J]. Science of the Total Environment, 1995, 173-174: 369-373.

DOI

[33]
Holiaka D, Yoschenko V, Levchuk S et al. Distributions of 137Cs and 90Sr activity concentrations in trunk of Scots pine (Pinus sylvestris L.) in the Chernobyl zone[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2020, 222: 106319.

DOI

[34]
Yoshihara T, Yoschenko V, Watanabe K et al. A through year behavior of 137Cs in a Japanese flowering cherry tree in relation to that of potassium[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2019, 202: 32-40.

DOI

[35]
Watmough S, Hutchinson T, Evans R. The distribution of 67Zn and 207Pb applied to white spruce foliage at ambient concentrations under different pH regimes[J]. Environmental and Experimental Botany, 1999, 41(1): 83-92.

DOI

[36]
Brownridge J. The radial distribution of 137Cs and 40K in tree stems[J]. Journal of Plant Nutrition, 1984, 7(6): 887-896.

DOI

[37]
Ohashi S, Okada N, Tanaka A et al. Radial and vertical distributions of radiocesium in tree stems of Pinus densiflora and Quercus serrata 1.5 y after the Fukushima nuclear disaster[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2014, 134: 54-60.

DOI

[38]
徐海. 年轮化学示踪环境重金属污染研究进展[J]. 地球与环境, 2004, 32(Z1): 1-6.

DOI

Xu Hai. Advance in dendrochemistry for monitoring heavy mental pollution in environment. Earth and Environment, 2004, 32(Z1): 1-6.

DOI

[39]
Kang H, Liu X, Guo J et al. Characterization of mercury concentration from soils to needle and tree rings of Schrenk spruce (Picea schrenkiana) of the middle Tianshan Mountains, Northwestern China[J]. Ecological Indicators, 2019, 104: 24-31.

DOI

[40]
刘禹, 安芷生, 他维媛, 等. 树木年轮中某些化学元素含量与环境变化——以西安市区二个地点为例[J]. 中国科学: 地球科学, 2008, 38(11): 1413-1418.

Liu Yu, An Zhisheng, Ta Weiyuan et al. Level of some chemical elements in tree rings and environmental changes—A case study at two sites in Xi’an City. Science in China Press: Earth Sciences, 2008, 38(11): 1413-1418.

Options
文章导航

/

〈 〉