氚是核設施放射性核素劑量評價的主要放射性核素之一。由于它是氫的同位素，具有與氫相似的化學和物理特性，隨著氫的循環在不同環境介質中遷移轉化，因此在核環境評價中，氚作為單獨的核素進行處理。從核設 施 釋 放 出 來 氚 的 主 要 形 式 有：氚 化 水（ＨＴＯ）和 氚 化 氫 （ＨＴ），釋 放 到 大 氣 中 的ＨＴＯ和ＨＴ（經土壤微生物的作用可轉化成ＨＴＯ）最后被植物吸 收，形成組 織 自 由 水 氚（ＴＦＷＴ）；進入植物體內的ＨＴＯ在光合作用下轉化 合 成 到 植 物 的 有 機 物 中 形 成 有 機 氚（ＯＢＴ）［１－３］。與ＨＴＯ相比，ＯＢＴ在植物中有更長的滯留時間，劑量轉換因子也是ＨＴＯ的２倍多［２，４－５］。對于人類，一旦食入被氚污染的食物，ＯＢＴ將可能是所受輻射劑量的主要貢獻因素［３，６－７］。同時ＯＢＴ的含量可用于氚釋放后的溯源研究、生物調查、大氣污染評價和核電站附近居民的劑量評價［８］，因此，國際上關于植物中ＯＢＴ的研究越來越受到關注［９－１０］。本文就目前植物中ＯＢＴ的定義、形成、測量及其模型的研究進展進行分析，以期為植物中ＯＢＴ的國內研究提供參考。
１植物中有機氚的定義和分類
通過交換和吸收進入植物葉片中的ＨＴＯ在植物水分代謝作用下，轉化為ＴＦＷＴ，在新陳代謝特別是光合作用下，葉片中組織ＴＦＷＴ中的氚與 有 機 分 子 結 合 形 成ＯＢＴ［１－３，１１］。通常所指的ＯＢＴ為與生物有機體有機分子結合的所有氚原子的總和，根據氚與有機分子間化學鍵的穩定與否，ＯＢＴ又可分為兩部分：交換性有機氚（Ｅ－ＯＢＴ）和非交換性有機氚（ＮＥ－ＯＢＴ）［１，３－４］。植物中氚的化學形態、交換性和非交換性ＯＢＴ的形成差異示于圖１。
１．１交換性有機氚
在植物的有機物中，交換性ＯＢＴ的氚原子與硫（Ｓ）、氮（Ｎ）或氧（Ｏ）原子相聯，很容易與有機物周圍水分子中的氫原子發生同位素交換［１，３］。雖然交換性ＯＢＴ是植物中干物質的一部分，但它的行為與環境中的ＨＴＯ和植物中的ＴＦＷＴ相同，交換性ＯＢＴ的濃度與采樣時ＨＴＯ的濃度有關，而且與周圍環境空氣中的水分交換速度較快，研究表明，植物中交換性ＯＢＴ的濃度變化很大，難以預測［４，１２］。在植物中，交換性有機氚與植物中組織水、無氚水和周圍環境的水分通過同位素交換達到同位素平衡，因其在植物中的遷移轉化行為及生物半排期與ＴＦＷＴ相同，所以對人的劑量貢獻也與ＴＦＷＴ相同［１，１３］。交換性有機氚的Ｔ－Ｈ交換反應出現在有化學基團的有機分子中，如ＮＨ、—ＯＨ、—ＳＨ和—Ｃ—ＣＨ２—等，前３個氫鍵很容易通過解離交換和α酮鍵轉換成α－烯醇鍵使氫脫離，由于大部分有機化合物包含一些交換性氫原子，ＨＴＯ可在很短時間內與這些氫原子進行交換，替換這些氫原子［３］。
１．２非交換性有機氚
非交換性ＯＢＴ和交換性ＯＢＴ有時很難區分。關于非交換性ＯＢＴ的定義已成為近幾年來國際上爭論的主題［１］。ＩＡＥＡ的國際合作項目輻射安全環境模型（ＥＭＲＡＳ）程序中的氚和１４Ｃ工作組對非交換性ＯＢＴ的性質進行了詳細研究［９］，將非交換性ＯＢＴ定義為“用無氚水反復沖洗后的生物干物質燃燒后所得水中的氚”，它代表的是Ｃ—Ｔ鍵形成的含氚物質和“隱藏氚”，這兩種氚是活的有機體通過自然環境或生物過程由ＨＴＯ（或ＨＴ轉化成ＨＴＯ）形成的，該定義中，“隱藏氚”是指干物質大生物分子中處于交換位置的氚，但不能用無氚水反復沖洗去掉，因此非交換性ＯＢＴ濃度測量時也包括“隱藏氚”在內，它與生物化學中的“隱藏氫”類似。
非交換性有機氚主要是通過酶的催化反應由氚原子和碳原子形成的Ｃ—Ｔ鍵，除非有強酸、強堿存在，或在催化作用下，一般情況Ｃ—Ｔ鍵很穩定。由于Ｃ—Ｔ鍵較穩定，牢固地與有機物結合在一起，它代表著植物生長期間周圍環境中氚結合進有機物的綜合水平，通常只有在有機化合物腐爛分解時才能釋放出來［２，１３］。
因Ｃ—Ｈ（Ｃ—Ｔ）鍵較穩定，非交換性有機氚排出速度與液態氚或交換性ＯＢＴ相比較慢，因此可長時間停留在有機體內［１－２，１４］。
由于交換性有機氚的行為與ＨＴＯ相似，為精確評價ＯＢＴ的劑量影響，在劑量評價中應扣除用無氚水反復沖洗掉的那部分交換性有機氚［４］。關于植物中交換性有機氚與非交換性有機氚的比率，目前研究較少，僅對卷心菜、萵苣、土豆、胡蘿卜和甜菜進行過一些研究，結果表明，交換性ＯＢＴ所占的比例大于２０％，不同植物間該比例的差異較大，在用無氚污染水灌溉時交換性ＯＢＴ所占的比例為２０％～３６％，在用氚污染的水灌溉時ＯＢＴ所占的比例為３０％～５７％［４］。
因此，今后對于不同植物中交換性ＯＢＴ的含量還應開展大量的試驗研究，為精確評價ＯＢＴ的食入劑量提供理論依據。
２植物中ＯＢＴ的形成過程
核設施釋放出的氚主要化學形態為ＨＴＯ和ＨＴ，ＨＴＯ通過土壤（通過干濕沉降進入土壤）或植物的氣孔進入植物體內，ＨＴ則經過擴散到達土壤并很快在土壤表層微生物的作用下氧化成ＨＴＯ，通過根部進入植物［１－２］。土壤中的ＨＴＯ還可通過蒸發作用進入大氣或通過水平和垂直擴散在土壤中遷移，土壤表層的液態ＨＴＯ被植物通過根部吸收后一部分通過蒸騰作用 進 入 大 氣，一 部 分 留 在 植 物 中 形 成 了ＴＦＷＴ，還有一部分在葉子中通過同化作用形成ＯＢＴ［１，３］。核設施氣態ＨＴＯ和ＨＴ釋放后在環境中的遷移轉化示于圖２［２］。
２．１植物中ＯＢＴ的形成
許多研究證明，光合作用在ＯＢＴ的同化形成過程中起主要作用［１，３］（圖３）。光合作用過程涉及許多生化反應，一些反應需要光能存在，稱為光化學反應，不需要光化學反應的稱為暗反應。在白天，水和ＨＴＯ進行光解，產生４個Ｈ＋（Ｔ＋），使氧化型輔酶Ⅱ（ＮＡＤＰ＋）還原，形成還原型輔酶Ⅱ（ＮＡＤＰＨ）和Ｈ＋（Ｔ＋），同時 啟 動 了 光 合 磷 酸 化，形 成 三 磷 酸 腺 苷（ＡＴＰ），這些化合物被用于卡爾文循環的暗反應中。進入葉綠體的ＣＯ２與Ｈ２Ｏ（ＨＴＯ）發生水解反應，產生磷酸甘油酸（ＰＧＡ），這是Ｈ或Ｔ轉化進入有機分子最主要的一步，磷酸甘油酸被ＮＡＤＰＨ＋和Ｈ＋（Ｔ＋）還原，此過程需要消耗ＡＴＰ，生成的產物是３－磷酸丙糖，３－磷酸丙糖可將葉綠體運出，在細胞質中合成蔗糖和其他有機化合物，Ｈ＋（Ｔ＋）也能與植物體內的其他元素形成不同的化學鍵，例如：—Ｃ—Ｈ（—Ｃ—Ｔ）、—Ｓ—Ｈ（—Ｓ—Ｔ）、—Ｎ—Ｈ（—Ｎ—Ｔ）、—Ｐ—Ｈ（—Ｐ—Ｔ）等［１，３］。無論光的強度如何，其他的一些生物化學途徑如氧化呼吸或三羧酸循環過程也能產生ＯＢＴ［１，９］。另一方面，在植物新陳代謝不同階段會發生大量的加氫反應和脫氫反應，這些反應使氫原子（氚原子）從一種化合物分子形態轉化成另一種化合物分子形態，這些過程中ＯＢＴ的生成量遠小于光反應過程中生成的量，但這些過程也是有一定意義的［１，３］。
晚上由于植物葉子的氣孔處于關閉狀態，植物的新陳代謝機制和生理過程不同于白天，因此晚上植物中ＯＢＴ的形成與白天有所不同。早在１９５９年就有學者利用小球藻研究過ＯＢＴ在無光條件下的形成情況，結果顯示，結合進 不 可 交 換 位 置 的 氚 是 有 光 條 件 下 的１／３［１１］。近年來有研究［１，１１，１５］表明，植物中的ＯＢＴ在晚上的形成速率為白天的１／５～１／３，雖然對于晚上氣態ＨＴＯ釋放后植物中有機氚的形成進行過一些試驗研究［１５］，但目前ＯＢＴ在晚上的形成機制尚不清楚，可能與外部環境的影響有關，例如空氣中較高的ＨＴＯ濃度、植物葉片氣孔開閉的程度等，因此ＯＢＴ在晚上的形成機制還需通過大量的試驗來深入研究。
氣態ＨＴ也可通過光合作用外的其他途徑產生有機物質［１］，但ＨＴ通過沉積轉化成ＯＢＴ的沉積速率非常低，一些研究發現在萵苣、馬鈴薯、卷心菜、玉米和草中的沉積速率為０．１×１０－１１～４．６×１０－１１ｍｓ－１［１，３］，所以在氚的劑量評價中ＨＴ通過沉積途徑合成的ＯＢＴ可忽略。ＨＴ對植物造成污染的常規途徑是ＨＴ在植物葉片中和土壤中被氧化成ＨＴＯ然后進入植物體［１］。
植物中ＯＢＴ的形成速率和植物的生長發育階段與周圍環境情況有關，ＯＢＴ的濃度則主要與 環 境 因 子 和 植 物 參 數［１，３，１６］等 有 關，研究［１，３，１１，１５］表明影響植物中ＯＢＴ形成的因素主要有：植物的品種和器官、生物分子、生長發育階段、光和ＣＯ２濃度等。
２．２植物中ＯＢＴ的轉運過程
葉子在光反應中積累的有機氚一部分作為淀粉儲存在葉綠體中，一部分在晚上輸送給細胞質液轉化為蔗糖［３］。氚光合同化產物（蔗糖）根據植物本身生長、能量儲存、形成果實等需求從葉片輸送給整個植物體。蔗糖又可分解為葡萄糖和果糖，葡萄糖和果糖可直接用于產生能量和作為化合物的結構。氚結合進有機分子形成ＯＢＴ的合成和轉移速率主要與氣態氚釋放時植物所處的生長發育階段［１，３］有關。植物可食用部分中ＯＢＴ的濃度和ＯＢＴ的轉移速率隨生長發育階段變化而變化，例如在營養生長階段，ＯＢＴ轉移給果實或籽粒中的量較少，而在生殖生長階段則較多［３］。
為定量描述ＯＢＴ的轉運，一些研究者用轉運指數（ＴＬＩ）來衡量［１，１１］，其定義為：成熟收獲時籽粒燃燒水中ＯＢＴ的濃度占ＨＴＯ釋放結束后植物葉片中ＴＦＷＴ濃度的百分比。試驗證明ＴＬＩ隨氣態氚釋放時植物的生長發育階段而變化：
ＨＴＯ釋放時植物處于幼嫩時期，ＴＬＩ的范圍為０．０６％～０．２％；ＨＴＯ釋放時植物生長處于果實線性生長階段，則ＴＬＩ的范圍為０．４％～０．９％；ＨＴＯ釋放時植物處于開始成熟時期，ＴＬＩ的范圍為０．０４～０．２％［１，１１］。
２．３植物
ＯＢＴ中氚的份額雖然 植 物 中 的ＨＴＯ和 周 圍 環 境 中 的ＨＴＯ很快就能達到平衡，但氚結合進入有機物的速率較慢，植物中ＯＢＴ和ＯＢＨ的比值從氚釋放開始時逐漸升高，但即使在氣態氚長期穩定暴露情況下，植物有機物質中ＯＢＴ的濃度通常與ＴＦＷＴ的濃度也達不到平衡［３］。植物中ＯＢＴ的 轉 化 較 慢，特 別 是 在 儲 藏 器 官中［３，１１］，在氚的短時暴露下，吸收同化ＯＢＴ的總量在植物的整個生育期中減少的速率較慢，相反，比活度下降的較明顯，因為產生了新的有機物質使植物中的ＯＢＴ得到稀釋。
由于 氫 （Ｈ）和 氚 （Ｔ）原 子 質 量 不 同，在ＯＢＴ的合成和分解代謝過程中存在明顯的同位素效應［３］。氚（Ｔ）的化學反應速率較氫（Ｈ）的慢，因此與氫相比，結合進有機分子中的氚相應要少；但另一方面，Ｃ—Ｔ鍵的分解斷裂較Ｃ—Ｈ鍵的慢得多。有研究［１－３］顯示，在ＯＢＴ的形成過程中存在明顯的同位素甄別效應，不同植 物 同 位 素 甄 別 效 應 因 子 不 同，如 草 為０．５２，萵苣為０．６８，蘿卜為０．４６，番茄為０．７２。
比活度率（ＳＡＲ）指在植物已給定的庫室中ＯＢＴ與ＨＴＯ比活度的比，用于衡量生物系統將氚濃縮進有機物中的能力，該比率可用植物中干物質完全燃燒產生的水（水當量）中ＯＢＴ的濃度與植物水中氚濃度的比值來表示［１］。通常用ＯＢＴ與ＨＴＯ和ＯＢＴ與ＴＦＷＴ的含量比（ＯＢＴ／ＨＴＯ和ＯＢＴ／ＴＦＷＴ）來表示合成進入有機物中氚的量，多種植物的ＯＢＴ／ＨＴＯ和ＯＢＴ／ＴＦＷＴ列于表１。從表１可看出，不同的植物，其ＯＢＴ／ＨＴＯ和ＯＢＴ／ＴＦＷＴ也不同，這是由于ＯＢＴ的形成受許多因素 的 影響［１，３］。
從同一地方的不同種類、同一種類的不同樣品或同一樣品的不同部分研究得到的ＯＢＴ濃度不同，植物中ＯＢＴ／ＨＴＯ差異較大，在穩定狀態時，大部分情況下該值小于１，主要是在植物生長過程或采樣期間植物有機物中的氚和大氣中的氚很難達到平衡狀態，也可能是在有機物形成過程中光合作用的動態同位素效應導致的結果，但另一方面由于熱力學同位素效應，氚在生物大分子內部累積，使一些研究者測量到的ＯＢＴ／ＨＴＯ大于１［３，９］，因ＴＦＷＴ的濃度與空氣水分中的ＨＴＯ濃度永遠不可能達到平衡，所以ＯＢＴ／ＴＦＷＴ常大于ＯＢＴ／ＨＴＯ。
植物的品種和器官獨特的生物學機制也是導致ＯＢＴ／ＴＦＷＴ和ＯＢＴ／ＨＴＯ不同的原因。果實和塊莖儲存有機同化物（ＯＢＴ），而葉片和根不能儲存相應的有機同化物，因此在一些器官中（如果實）可觀察到氚的比活度率大于１（表１），但這并不代表氚在相應器官中有富集效應，而是由于葉片中的ＯＢＴ向器官轉移的結果。
３植物中有機氚的測量方法
由于植物體內非交換性ＯＢＴ具有較長的滯留時間，它的劑量因子是ＨＴＯ的兩倍多［５］，雖然交換性ＯＢＴ是植物干物質中的一部分，但由于它的行為與環境和植物中的ＴＦＷＴ相似，如果在氚的測量和劑量評價中將交換性ＯＢＴ也作為非交換性ＯＢＴ處理，則計算所得ＯＢＴ的結果明顯偏保守，為精確分析植物中ＯＢＴ的濃度和評價ＯＢＴ造成的食入劑量，在分析測定ＯＢＴ時必須扣除交換性ＯＢＴ［４，８，１１，１４，１７］，具體的ＯＢＴ測量步驟示于圖４［４］。
３．１交換性ＯＢＴ的測定
因交換性ＯＢＴ中處于交換位置的Ｔ原子不穩定，可用同位素交換的方法通過與無氚水中的Ｈ原子發生交換反應將交換性ＯＢＴ移去，通常的方法是將通過凍干法去除ＴＦＷＴ的干樣品在足夠量的無氚水中浸泡１～３ｄ，浸泡的時間視樣品量的大小而定，也可在加熱系統中用無氚水蒸氣與干燥的樣品進行同位素交換去除交換性ＯＢＴ，再用凍干法將含有干物質的浸泡液中的水分離出來，測定其中氚的濃度即為交換性ＯＢＴ的濃度［１，３－４，８，１２，１４，１７］。
３．２非交換性ＯＢＴ的測定
非交換性ＯＢＴ的提取主要通過將樣品放在氧化燃燒裝置中進行燃燒打破Ｃ—Ｔ鍵和Ｃ—Ｈ鍵，一般情況下，植物樣品中ＯＢＴ的氧化燃燒裝置通常由加熱控制裝置、加熱部分、石英管、石英舟、催化劑、燃燒氣體捕獲系統和尾氣收集裝置組成［１２，１７－１８］，如圖５所示。通常是將脫水的干樣品在燃燒裝置中通入純的氧氣和氦 氣（或 氮 氣）混 合 氣 流 的 情 況 下 燃燒，將燃燒產生的水通過冷凝方法捕獲在冷阱中，然后利用蒸餾裝置將燃燒所得水進行蒸餾凈化去除其中的雜質，通過測定燃燒獲得的水中氚的濃度即得非交換性ＯＢＴ的濃度，有時也使用氧彈燃燒法對植物樣品進行燃燒，獲取燃燒水［４，１２，１７－１８］。
由于氚具有很強的流動性，在對樣品中的氚進行提取時應特別注意避免樣品間以及樣品和周圍環境之間的交叉污染。目前對含氚樣品的采集、分離和測量還沒有統一的標準，一些對環境樣品中氚測量的比對研究表明，測量結果的差異主要是所用方法不同導致的［１４］，目前對于提取和消除交換性ＯＢＴ的最好方法在不同的研究者之間分歧很大［１４］，還未完全達成共識。
４植物中有機氚濃度預測模型
為對氣態氚釋放后在環境中的行為和劑量進行評價，需了解氚氣態釋放后植物中氚的濃度以準確評價氚氣態釋放后通過攝入植物制品對人造成的劑量，所以必須對氣態氚釋放后植物中不同形態的氚濃度進行有效的預測和估算［１，９］。
２０世紀６０年代已有對氣態氚釋放后在不同環境介質中的濃度預測模型的研究，一般根據氣態氚釋放時間分為長期（常規）釋放和短期（事故）釋放兩種，同時由于交換性ＯＢＴ可看作與ＴＦＷＴ相平衡，所以在模型的研究中將同時考慮交換性ＯＢＴ與ＴＦＷＴ，不進行明確的劃分，ＯＢＴ的模型主要用于非交換性ＯＢＴ研究。
４．１長期釋放情況
對于氣態氚長期釋放，一般使用比活度模型預測植物中ＯＢＴ的濃度。比活度模型假設不同環境介質中３Ｈ／１Ｈ的比值是相同的，目前的研究結果顯示，對于氣態氚長期釋放，利用比活度模型能有效預測植物中ＯＢＴ的濃度［９，１９］。
氣態氚長期釋放情況下，假設植物的生長呈線性，ＯＢＴ的形成也呈線性增長，ＯＢＴ在植物體內一旦形成，就會保持穩定到成熟收獲，不會發生轉變。由于ＯＢＴ是在有水參與的情況下形成的，因此根據比活度理論，氣態氚長期釋放后植物中ＯＢＴ和ＴＦＷＴ的濃度應相等，但在光合作用過程中，由于Ｔ和Ｈ質量差異較大，氚與氫相比存在同位素甄別效應，在氚化水的Ｏ—Ｈ鍵斷裂過程中，氚原子受到排斥，結合進入有機分子的氚原子要少于氫原子；相反，一旦與碳原子結合形成Ｃ—Ｔ鍵（與Ｃ—Ｈ鍵相比，Ｃ—Ｔ鍵更穩定），將不易被打開而無法將氚去除，結果導致植物有機物質中Ｔ／Ｈ的比值較植物水中Ｔ／Ｈ的比值?。郏常?，因此，植物中ＯＢＴ的濃度等于植物水中ＴＦＷＴ的濃度乘以一個由于在ＯＢＴ形成過程中的同位素效應形成的甄別因子［７，９，１９］：
式中：ＣＯＢＴ為植物中干物質完全氧化燃燒產生的水 中 非 交 換 性ＯＢＴ的 濃 度，Ｂｑ·ｋｇ－１；ＤＦ為同位素甄別因子；ＣＴＦＷＴ為植物中組織自由水氚的濃度，Ｂｑ·ｋｇ－１。
在劑量評價中往往關注的是可食用的植物產品，所以植物產品中ＯＢＴ的濃度等于植物中ＯＢＴ的濃度乘以植物產品中干物質部分燃燒水的量，而這些燃燒水的量可通過植物干物質部分的質量和這些干物質的水的等價因子計算得到，因此植物產品中ＯＢＴ的濃度可采用以下公式［７，９，１９］計算：
式中：Ｃｐ－ＯＢＴ為植物產品中ＯＢＴ的濃度，Ｂｑ·ｋｇ－１；ＦＤ為植物產品中平均干物質部分的質量分數，％；Ｗｅｑ為植物產品干物質中水的等價因子。
由于植物中ＯＢＴ主要是在光合作用下形成的，因此也有研究者借助光合作用模型預測植物中ＯＢＴ的濃度［９］，在植物的不同生長發育階段，由于其光合速率有所差異，其碳水化合物形成的量也不同，即結合進有機物質中的氚原子是不同的，因此一些研究者將作物生長模型結合光合作用模型運用于植物中ＯＢＴ的濃度預測模型中［２０］，已有一些比對研究［９］結果顯示，對于氣態氚長期釋放的情況，比活度模型和光合作用模型預測所得的結果差異不大。
４．２短期釋放情況
氣態氚短期釋放后，由于植物中ＯＢＴ的形成與成熟收獲時的濃度呈現一個動態變化的過程，而且這些動態變化受許多環境因素的影響，利用穩定狀態下的比活度模型不能有效預測植物中ＯＢＴ的濃度［１，９］，所以一般利用動態模型進行預測［１，９，２１］。目前氣態氚短期釋放后植物中ＯＢＴ濃度預測模型的研究主要借助于植物干物質形成模型中的一些理論［１５，２１］。
由于ＯＢＴ主要是ＴＦＷＴ在葉子內通過光合過程形成，其生成量與氣態ＨＴＯ釋放時的氣象 條 件、植 物 的 生 長 發 育 階 段 等 因 素 有關［１，３］。ＨＴＯ的同化速率可用光合作用過程的化學反應方程［１，２２］得到：
由該方程可知，１ｍｏｌ水和１ｍｏｌＣＯ２通過光合作用能生成１ｍｏｌ的碳水化合物ＣＨ２Ｏ，如果已知單位時間和單位表面積植物中每ｋｇＣＯ２的凈同化速率（ＰＣ），則從式（３）可知，形成的與Ｃ原子相聯的非交換物質為０．４１ＰＣ，由于ＨＴＯ的質量大于Ｈ２Ｏ，所以反應速率慢于普通的水分子，在對植物中ＯＢＴ進行預測時應考慮相應的同位素甄別因子ＤＦ。文獻［１，９］認為，不同 的 植 物 該 值 也 不 同，一 般 取 平 均 值０．５，取 值 范 圍 為０．４５～０．５５。所 以 植 物 中ＯＢＴ的濃度可通過下式［１，２２－２４］估算：
式中：ＰＯＢＴ為通過光合作用形成的非交換ＯＢＴ的凈同化速率，Ｂｑ·ｍ－２·ｓ－１；０．４１為化學計量因 子；ＣＴＦＷＴ為 發 生 光 合 作 用 后 葉 片 水 中ＨＴＯ的濃度，Ｂｑ·ｋｇ－１。
目前對于氣態氚晚上短期釋放時植物中ＯＢＴ的 形 成 機 理 還 了 解 不 夠，晚 上 植 物 中ＯＢＴ的形成可能與以下一些因素有關：氧化呼吸、三羧酸循環和有機物結構的異構化和水解分裂反應等過程，有研究者［２４］在上述公式的基礎上加以改進：
式中：Ｋ為ＯＢＴ晚上形成系數（目前還不完全清楚，需要通過更多的試驗和植物生理生化理論來確定）；ＰＣ－Ｖ為當天白天ＣＯ２凈同化速率的平均值，ｋｇ·ｍ－２·ｓ－１。
因氣態氚短期釋放后，ＯＢＴ隨植物的生長呈現出動態變化趨勢，同時植物的光合速率也不是一成不變的，最終ＯＢＴ的濃度為一個隨時間和植物生長而變化的積分值。因為在植物的生長發育和干物質形成過程中涉及到不同生理參數，例如葉面積指數、不同生長發育期、植物葉片的氣孔阻力、凈光合速率、植物干物質的量等一些生理參數［１６］，不同研究者在處理上述參數時所采取的方法不同，導致不同的模型間差異較大，目前氣態氚短期釋放后植物中ＯＢＴ濃度的預測模型還未達成一個很好的共識。
５氚氣態釋放后植物中有機氚研究展望
５．１晚上ＯＢＴ的形成機制
在晚上，由于植物的氣孔會部分或全部關閉，一些 生 理 特 性 不 同 于 白 天，所 以 對 氣 態ＨＴＯ的吸收和轉化機制也不同于白天，關于氚晚上氣態釋放后在植物中的遷移轉化行為的了解還不深入，晚上植物中ＯＢＴ的形成機理還不完全清楚，這就為有效預測氣態氚晚上釋放后植物中ＯＢＴ濃度帶來了一定的困難。
Ｃ３植物也稱三碳植物，光合作用中二氧化碳固定后形成的最初產物磷酸甘油酸為三碳化合物；Ｃ４植物光合作用中ＣＯ２同化的最初產物為四碳化合物，Ｃ４植物較Ｃ３植物固碳能力更強，光合作用效率遠大于Ｃ３植物的，而且對ＣＯ２的利用率也較Ｃ３植物的高，目前所有的研究都是針對Ｃ３植物進行的，Ｃ４植物中有關ＯＢＴ方面的研究鮮見報道，所以利用Ｃ３植物所得的實驗結論不能完全照搬到Ｃ４植物上，所以今后需要開展相關實驗，獲取大量的實驗數據和建模所需的參數，為氣態氚晚上釋放后植物中ＯＢＴ濃度預 測 模 型 的 進 一 步 研 究 提 供 實 驗 數 據支持。
５．２植物中ＯＢＴ的遷移和轉化。
目前關于葉子中的ＯＢＴ向植物不同部分遷移轉化的研究報道較少，尤其是向植物可食部分、籽粒、地下部分的轉移以及植物收獲后ＯＢＴ向ＨＴＯ的代謝轉化方面還應進行詳細的探索，為植物中ＯＢＴ濃度的預測模型、劑量評價模型的建立和模型中參數的確定提供理論依據。
５．３ＯＢＴ的標準研究
因目前缺乏統一的ＯＢＴ標準，沒有相應ＯＢＴ測量方面的質保文件［１，１４］，阻礙了對ＯＢＴ的測量方法和不同實驗室間數據比較的有效性分析。不同實驗室間ＯＢＴ測量的結果差異較大，尤其是低濃度ＯＢＴ環境樣品的測量，雖然目前去除交換性ＯＢＴ的方法均是采用無氚水與交換性Ｔ原子進行交換，但沒有統一的標準，不同的研究者所用的具體操作方法不同，導致植物干物質中的一些有機物質結構在交換性ＯＢＴ的提取過程中受到破壞，甚至導致最后試驗結果出現差異。因此國際間應通過大量的比對性測量試驗，確定一個ＯＢＴ的標準，為不同ＯＢＴ預測模型 間有效的比較研究 提 供 數 據支持。
５．４氣態氚短期釋放后植物中ＯＢＴ濃度預測模型的改進與完善
目前的模型能有效預測氣態氚長期釋放情況下植物中ＯＢＴ的濃度，但對短期釋放時植物中ＯＢＴ的濃度預測效果不佳，不同模型間差異較大，今后還應開展大量的實驗并結合農業科學方面的理論對現有模型進行改進和完善，為正確評價氣態氚短期釋放后的劑量評價提供準確的ＯＢＴ濃度值。
參考文獻：
［１］ＢＯＹＥＲＣ，ＶＩＣＨＯＴＬ，ＦＲＯＭＭＭ，ｅｔａｌ．Ｔｒｉｔｉｕｍｉｎｐｌａｎｔｓ：Ａｒｅｖｉｅｗｏｆｃｕｒｒｅｎｔｋｎｏｗｌｅｄｇｅ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌａｎｄＥｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌＢｏｔａｎｙ，２００９，６７（１）：３４－５１．
［２］ＣａｎａｄｉａｎＮｕｃｌｅａｒＳａｆｅｔｙＣｏｍｍｉｓｓｉｏｎ．Ｉｎｖｅｓｔｉｇａ－ｔｉｏｎｏｆｔｈｅｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌｆａｔｅｏｆｔｒｉｔｉｕｍｉｎｔｈｅａｔｍｏｓｐｈｅｒｅ：Ｐａｒｔｏｆｔｈｅｔｒｉｔｉｕｍｓｔｕｄｉｅｓｐｒｏｊｅｃｔ，ＩＮＦＯ－０７９２［Ｒ］．Ｏｎｔａｒｉｏ，ＵＳＡ：ＣａｎａｄｉａｎＮｕ－ｃｌｅａｒＳａｆｅｔｙＣｏｍｍｉｓｓｉｏｎ，２００９．
［３］ＤＩＡＢＡＴ\ue6af Ｓ，ＳＴＲＡＣＫＳ．Ｏｒｇａｎｉｃａｌｌｙｂｏｕｎｄｔｒｉｔｉｕｍ［Ｊ］．ＨｅａｌｔｈＰｈｙｓｉｃｓ，１９９３，６５（６）：６９８－７１２．
［４］ＫＩＭＳＢ，ＫＯＲＯＬＥＶＹＣＨＶ．Ｑｕａｎｔｉｆｉｃａｔｉｏｎｏｆｅｘｃｈａｎｇｅａｂｌｅａｎｄｎｏｎ－ｅｘｃｈａｎｇｅａｂｌｅｏｒｇａｎｉｃａｌｌｙｂｏｕｎｄｔｒｉｔｉｕｍ（ＯＢＴ）ｉｎｖｅｇｅｔａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＲａｄｉｏａｃｔｉｖｉｔｙ，２０１３，１１８：９－１４．
