Surse Naturale de Radiatii Si Circuitul Radionuclizilor Naturali In Mediu
CUVÂNT ÎNAINTE
Teza de doctorat intitulată cuprinde un număr de 232 pagini, fiind structurată în două părți distincte, care la rândul lor cuprind mai multe capitole și subcapitole. Teza se bazează pe rezultatele obținute de autoare pe parcursul a 9 ani de activitate de cercetare în cadrul INSTITUTULUI NAȚIONAL DE CERCETARE DEZVOLTARE PENTRU METALE ȘI RESURSE RADIOACTIVE – INCDMRR, București.
Prima parte reprezintă un studiu documentar, din literatura de specialitate si cuprinde 4 capitole, structurate astfel:
O scurtă Introducere în care sunt evidențiate aspectele principale legate de importanța studiilor de radon precum și un tablou sumar al acestor cercetări în România.
Capitolul 1, Radioactivitate și radiații radioactive este structurat în 3 subcapitole, și prezintă pe scurt sursele de radiații, efectul acestora asupra substanțelor vii, consecințele iradierii la nivelul țesuturilor dar și la nivelul întregului organism. Sunt descrise și principalele mărimi și unități utilizate în dozimetrie și radioprotecție, bazate în principal pe recomandările forurilor științifice internaționale ICRP (International Commission for Radiological Protection) și ICRU (International Commission for Radiation Units and Measurements).
Capitolul 2, Surse naturale de radiații și circuitul radionuclizilor naturali în mediu descrie radionuclizii naturali de origine terestră și radionuclizii naturali de origine cosmogenă. Dintre radionuclizii cu importanță biologică, sunt descriși radionuclizii 40K, 87Rb, 14C (carbon natural), 3H (tritiu), 48Ca.
Capitolul 3, Radonul prezintă câteva radionuclidice și răspândirea în natură ale elementului radon. Radonul în diferiți factori de mediu este sintetizat pe subcapitole, și face referire la câteva aspecte legate de: radonul în atmosferă; radonul în interioare; migrarea și acumularea radonului în locuințe, contribuția diferitelor mecanisme de transport la pătrunderea radonului în clădiri (difuzie, convecție, ventilație) incluzând și transportul prin apa și gazele folosite la alimentarea locuințelor; radonul în apă; radonul în spații subterane (peșteri, mine). În același timp sunt prezentate concentrațiile de radon în câteva locuințe din diferite țări, incluzând și date despre România.
Capitolul 4, Metode experimentale de măsurare a radonului prezintă principalele metode folosite pentru măsurarea radonului din apă, aer și sol.
A doua parte conține rezultatele cercetărilor experimentale efectuate de doctorandă și redate pe 116 pagini, 33 tabele, 41 figuri, și bazate pe 38 indicații bibliografice.
Capitolul 5, Metodologia privind evaluarea riscului cuprinde 5 subcapitole în care sunt prezentate: sursele de contaminare și potențialii contaminanți; căile de expunere a potențialilor receptori umani din proximitatea surselor; potențialii receptori; echipamente, tehnici și proceduri de măsurare și interpretare utilizate, precum și modalitatea de calcul a riscului.
Capitolul 6, Cerințe de monitorizare radiologică a personalului expus profesional și a locurilor de muncă, descrie următoarele tipuri de măsurători: măsurarea debitelor dozei date de expunerea externă; măsurarea concentrației radonului; măsurarea concentrației descendenților radonului; măsurarea concentrației și activității pulberilor, totodată fiind prezentate aparatele și metodele de lucru care au stat la baza acestor măsurători.
Capitolul 7, Estimarea dozelor efective pentru persoane din populație și din grupurile critice s-a realizat ținând cont de modul de iradiere și de căile de transport (terestră, aeriană și acvatică).
Capitolul 8, Estimarea dozelor efective și evaluarea riscului pentru populația din grupurile critice, aferente zonei miniere Ciudanovița reprezintă primul studiu de caz prezentat sub forma a 2 scenarii.
Capitolul 9, Estimarea dozelor efective și evaluarea riscului pentru populația din grupurile critice, aferente zonei miniere Lișava reprezintă cel de-al doilea studiu de caz care face obiectul contribuției originale a tezei, prin analizarea a 3 scenarii.
Capitolul 10, Evaluarea riscului radiologic asupra sănătății populației prin utilizarea cimenturilor cu cenușă la prepararea betoanelor pentru construcția de locuințe tratează potențialul de iradiere al unor materiale din domeniul utilizării pentru construcții a unor materiale (roci, cenuși, zguri, argile, etc.) provenite din zone cu fond radioactiv natural crescut, exprimat în final prin indicele de radioactivitate.
Capitolul 11, Evaluarea distribuției concentrațiilor poluanților radioactivi ai U, Th, K și Rn în Municipiul București și în zonele periurbane prezintă investigațiile efectuate privind distribuția metalelor grele și radioactive în sol. Punctele de probare au fost situate în apropierea suburbiilor, șoselelor și drumurilor, în clădiri industriale noi, clădiri vechi, blocuri de locuințe precum și în stațiile de metrou. În punctele de recoltare a solului a fost determinată doza debit gamma, iar în unele clădiri și stații de metrou s-au făcut investigații privind 222Rn și 220Rn.
Capitolul de Concluzii Finale, incluzând o sinteză a celor mai importante rezultate ale studiului întreprins, bibliografia și anexele încheie această teză.
În încheiere, cu prilejul definitivării acestei lucrări, care reprezintă esența activității mele de cercetare în perioada 2002-2010, doresc să mulțumesc din toată inima celor care m-au îndrumat și mi-au împărtășit din cunoștințele și abilitățile lor experimentale, m-au sprijinit moral, au fost alături de mine și m-au încurajat în momente de cumpănă.
Sincere mulțumiri și distinse sentimente de recunoștință Domnului Prof. Dr. Podină Corneliu pentru încredere acordată de a mă fi acceptat ca doctorand al Domniei sale, pentru îndrumarea și sprijinul acordat în structurarea și corectarea acestei lucrări. Totodată, doresc să mulțumesc și Domnului Prof. Dr. Mihalcea Ioan și Domnului Zaharescu Traian pentru că au fost alături de mine atât de-a lungul anilor de studenție cât și pe parcursul elaborării tezei de doctorat.
Doresc să mulțumesc în mod special Domnului Geochimist Popescu Mihai, expert acreditat CNCAN și de asemeni Domnului Geofizician Pordea Ioan, expert acreditat CNCAN pentru prețioasele îndrumări acordate la elaborarea tezei, pentru bunăvoință, răbdare și înțelegere, precum și pentru întreaga contribuție la formarea mea ca cercetător în perioada când am fost colegi la INCDMRR.
Colegilor mei din cadrul INSTITUTULUI NAȚIONAL DE CERCETARE – DEZVOLTARE PENTRU METALE ȘI RESURSE RADIOACTIVE doresc să le adresez cele mai calde mulțumiri și aprecieri pentru sprijinul acordat în perioada desfășurării stagiului doctoral. Menționez în mod special pe Doamna Dr. Ing. Panțuru Eugenia, Doamna Dr. Ing. Ciocan Viorica, Domnul Dr. Ing. Georgescu Dan, Domnul Dr. Ing. Cruțu Gheorghe, Doamna Ing. Groza Nicoleta, care m-au încurajat, sfătuit și sprijinit în toată activitatea mea de cercetare.
Pentru căldura, înțelegerea dovedită în ceea ce privește cantitatea de timp afectată acestei munci și ajutorul susținut acordat de-a lungul anilor, mulțumesc familiei mele, în special fetiței mele Georgia Teodora care îmi oferă în fiecare zi motivul de a vrea să merg mai departe.
Mulțumesc încă o dată tuturor celor care au fost alături de mine și care au contribuit, mai mult sau mai puțin la finalizarea acestei lucrări.
CUPRINS
PARTEA I – STUDIU DOCUMENTAR (LITERATURA DE SPECIALITATE)
INTRODUCERE
Cap. 1. RADIOACTIVITATE ȘI RADIAȚII RADIOACTIVE
Dezintegrarea nucleară și a particulelor elementare ca sursă de radiații
Surse de radiații
Efecte ale radiațiilor asupra materiei vii
Radiația ionizantă
Efecte primare ale interacției cu materia vie
Efecte biologice produse prin iradiere
Consecințele iradierii la nivelul țesuturilor
Consecințele iradierii la nivelul întregului organism
Radiobiologia
Mărimi și unități în dozimetrie și radioprotecție
Cap. 2. SURSE NATURALE DE RADIAȚII ȘI CIRCUITUL RADIONUCLIZILOR NATURALI ÎN MEDIU
2.1. Radionuclizi naturali de origine terestră
2.2. Radionuclizi naturali de origine cosmogenă
2.3. Radionuclizi naturali cu importanță biologică
2.3.1. Radionuclidul 40K
2.3.2. Radionuclidul 87Rb
2.3.3. Radionuclidul 14C
2.3.4. Radionuclidul 3H
2.3.5. Radionuclidul 48Ca
Cap. 3. RADONUL
3.1. Caracteristici radionuclidice și răspândirea în natură
3.2. Radonul în diferiți factori de mediu
3.2.1. Radonul în atmosferă
3.2.2. Radonul în interioare (clădiri
3.2.3. Migrarea și acumularea radonului în locuințe
3.2.3.1. Rolul difuziei
3.2.3.2. Rolul convecției (advecției
3.2.3.3. Rolul ventilației
3.2.3.4. Transferul din apa menajeră
3.2.3.5. Contribuția gazelor naturale
3.2.3.6. Contribuția toronului
3.2.4. Concentrațiile de radon din interior
3.2.4.1. Fracțiunea de echilibru și depunerea
3.2.4.2. Valori medii ale concentrațiilor de radon din interior
3.2.5. Radonul în apă
3.2.6. Radonul în subteran
Cap. 4. METODE EXPERIMENTALE DE MĂSURARE A RADONULUI
4.1. Principiile fizice ale măsurării radiațiilor
4.1.1. Detectori bazați pe ionizarea în gaze
4.1.1.1. Camerele de ionizare
4.1.1.2. Camere de ionizare în impulsuri
4.1.1.3. Contorii proporționali
4.1.1.4. Contorii Geiger-Muller
4.1.2. Detectori cu scintilație
4.1.2.1. Detectori cu scintilatori solizi
4.1.2.2. Detectori cu lichide scintilatoare
4.1.2.3. Numărarea cu scintilatori gazosi
4.1.3. Detectori cu semiconductori
4.2. Măsurarea radonului
4.2.1. Măsurarea gazului radon din atmosfera liberă sau interioare (detectori activi
4.2.2. Măsurarea descendenților radonului cu detectori activi
4.2.3. Măsurarea individuală a descendenților radonului
4.2.4. Măsurarea globală a descendenților radonului
4.2.5. Măsurarea radonului prin metode integrate
4.2.5.1. Detectori bazați pe termoluminiscență (TLD
4.2.5.2. Detectori de urme nucleare în solid (SSNTD
4.2.5.3. Detectori prin adsorbție pe cărbune
PARTEA a II-a – STUDIU EXPERIMENTAL ȘI CONTRIBUȚII ORIGINALE
CAP. 5. METODOLOGIA PRIVIND EVALUAREA RISCULUI
5.1. Sursele de contaminare și potențialii contaminanți
5.2. Potențiale căi de expunere
5.3. Potențialii receptori
5.4. Echipamente, tehnici și proceduri de măsurare și interpretare utilizate
5.5. Calculul riscului
CAP. 6. CERINȚE DE MONITORIZARE RADIOLOGICĂ A PERSONALULUI EXPUS PROFESIONAL ȘI A LOCURILOR DE MUNCĂ
6.1. Măsurarea debitelor dozei date de expunerea externă
6.2. Determinarea concentrației de radon prin metode active și pasive
6.2.1. Aparatura RAD 7
6.2.2. Determinarea concentrației de Rn222 prin metoda urmei gravate
6.2.3. Determinarea fluxului de Rn222 (Bq/m2s
6.3. Măsurarea concentrației descendenților radonului
6.3.1. Unități specifice ale dozimetriei radonului
6.3.2. Măsurarea descendenților radonului
CAP. 7. ESTIMAREA DOZELOR EFECTIVE PENTRU PERSOANE DIN POPULAȚIE ȘI DIN GRUPURILE CRITICE
7.1. Structura dozei efective
7.1.1. Modul de iradiere
7.1.2. Căile de transport
7.2. Determinarea dozei efective generată de fondul local
7.2.1. Doza efectivă externă E (calea terestră
7.2.2. Doza efectivă internă
7.3. Estimarea dozei efective totale și a celei suplimentare
7.3.1. Modul de concentrare în plante
7.3.2. Modul de concentrare în carne
7.3.3. Modul de concentrare în lapte
7.3.4. Modul de concentrare în pește
7.3.5. Parametrii pentru expunerea persoanelor
CAP.8. ESTIMAREA DOZELOR EFECTIVE ȘI EVALUAREA RISCULUI PENTRU POPULAȚIA DIN GRUPURILE CRITICE, AFERENTE ZONEI MINIERE CIUDANOVIȚA
8.1. Generalități
8.2. Calculul dozelor efective anuale datorate fondului natural
8.3. Calculul dozelor efective anuale suplimentare primite de persoane din populația ,,grupurilor critice’’
SCENARIUL 1
SCENARIUL 2
CAP. 9. ESTIMAREA DOZELOR EFECTIVE ȘI EVALUAREA RISCULUI PENTRU POPULAȚIA DIN GRUPURILE CRITICE, AFERENTE ZONEI MINIERE LIȘAVA (BANAT
9.1. Generalități
9.2. Calculul dozelor primite de populație
SCE de mine și m-au încurajat în momente de cumpănă.
Sincere mulțumiri și distinse sentimente de recunoștință Domnului Prof. Dr. Podină Corneliu pentru încredere acordată de a mă fi acceptat ca doctorand al Domniei sale, pentru îndrumarea și sprijinul acordat în structurarea și corectarea acestei lucrări. Totodată, doresc să mulțumesc și Domnului Prof. Dr. Mihalcea Ioan și Domnului Zaharescu Traian pentru că au fost alături de mine atât de-a lungul anilor de studenție cât și pe parcursul elaborării tezei de doctorat.
Doresc să mulțumesc în mod special Domnului Geochimist Popescu Mihai, expert acreditat CNCAN și de asemeni Domnului Geofizician Pordea Ioan, expert acreditat CNCAN pentru prețioasele îndrumări acordate la elaborarea tezei, pentru bunăvoință, răbdare și înțelegere, precum și pentru întreaga contribuție la formarea mea ca cercetător în perioada când am fost colegi la INCDMRR.
Colegilor mei din cadrul INSTITUTULUI NAȚIONAL DE CERCETARE – DEZVOLTARE PENTRU METALE ȘI RESURSE RADIOACTIVE doresc să le adresez cele mai calde mulțumiri și aprecieri pentru sprijinul acordat în perioada desfășurării stagiului doctoral. Menționez în mod special pe Doamna Dr. Ing. Panțuru Eugenia, Doamna Dr. Ing. Ciocan Viorica, Domnul Dr. Ing. Georgescu Dan, Domnul Dr. Ing. Cruțu Gheorghe, Doamna Ing. Groza Nicoleta, care m-au încurajat, sfătuit și sprijinit în toată activitatea mea de cercetare.
Pentru căldura, înțelegerea dovedită în ceea ce privește cantitatea de timp afectată acestei munci și ajutorul susținut acordat de-a lungul anilor, mulțumesc familiei mele, în special fetiței mele Georgia Teodora care îmi oferă în fiecare zi motivul de a vrea să merg mai departe.
Mulțumesc încă o dată tuturor celor care au fost alături de mine și care au contribuit, mai mult sau mai puțin la finalizarea acestei lucrări.
CUPRINS
PARTEA I – STUDIU DOCUMENTAR (LITERATURA DE SPECIALITATE)
INTRODUCERE
Cap. 1. RADIOACTIVITATE ȘI RADIAȚII RADIOACTIVE
Dezintegrarea nucleară și a particulelor elementare ca sursă de radiații
Surse de radiații
Efecte ale radiațiilor asupra materiei vii
Radiația ionizantă
Efecte primare ale interacției cu materia vie
Efecte biologice produse prin iradiere
Consecințele iradierii la nivelul țesuturilor
Consecințele iradierii la nivelul întregului organism
Radiobiologia
Mărimi și unități în dozimetrie și radioprotecție
Cap. 2. SURSE NATURALE DE RADIAȚII ȘI CIRCUITUL RADIONUCLIZILOR NATURALI ÎN MEDIU
2.1. Radionuclizi naturali de origine terestră
2.2. Radionuclizi naturali de origine cosmogenă
2.3. Radionuclizi naturali cu importanță biologică
2.3.1. Radionuclidul 40K
2.3.2. Radionuclidul 87Rb
2.3.3. Radionuclidul 14C
2.3.4. Radionuclidul 3H
2.3.5. Radionuclidul 48Ca
Cap. 3. RADONUL
3.1. Caracteristici radionuclidice și răspândirea în natură
3.2. Radonul în diferiți factori de mediu
3.2.1. Radonul în atmosferă
3.2.2. Radonul în interioare (clădiri
3.2.3. Migrarea și acumularea radonului în locuințe
3.2.3.1. Rolul difuziei
3.2.3.2. Rolul convecției (advecției
3.2.3.3. Rolul ventilației
3.2.3.4. Transferul din apa menajeră
3.2.3.5. Contribuția gazelor naturale
3.2.3.6. Contribuția toronului
3.2.4. Concentrațiile de radon din interior
3.2.4.1. Fracțiunea de echilibru și depunerea
3.2.4.2. Valori medii ale concentrațiilor de radon din interior
3.2.5. Radonul în apă
3.2.6. Radonul în subteran
Cap. 4. METODE EXPERIMENTALE DE MĂSURARE A RADONULUI
4.1. Principiile fizice ale măsurării radiațiilor
4.1.1. Detectori bazați pe ionizarea în gaze
4.1.1.1. Camerele de ionizare
4.1.1.2. Camere de ionizare în impulsuri
4.1.1.3. Contorii proporționali
4.1.1.4. Contorii Geiger-Muller
4.1.2. Detectori cu scintilație
4.1.2.1. Detectori cu scintilatori solizi
4.1.2.2. Detectori cu lichide scintilatoare
4.1.2.3. Numărarea cu scintilatori gazosi
4.1.3. Detectori cu semiconductori
4.2. Măsurarea radonului
4.2.1. Măsurarea gazului radon din atmosfera liberă sau interioare (detectori activi
4.2.2. Măsurarea descendenților radonului cu detectori activi
4.2.3. Măsurarea individuală a descendenților radonului
4.2.4. Măsurarea globală a descendenților radonului
4.2.5. Măsurarea radonului prin metode integrate
4.2.5.1. Detectori bazați pe termoluminiscență (TLD
4.2.5.2. Detectori de urme nucleare în solid (SSNTD
4.2.5.3. Detectori prin adsorbție pe cărbune
PARTEA a II-a – STUDIU EXPERIMENTAL ȘI CONTRIBUȚII ORIGINALE
CAP. 5. METODOLOGIA PRIVIND EVALUAREA RISCULUI
5.1. Sursele de contaminare și potențialii contaminanți
5.2. Potențiale căi de expunere
5.3. Potențialii receptori
5.4. Echipamente, tehnici și proceduri de măsurare și interpretare utilizate
5.5. Calculul riscului
CAP. 6. CERINȚE DE MONITORIZARE RADIOLOGICĂ A PERSONALULUI EXPUS PROFESIONAL ȘI A LOCURILOR DE MUNCĂ
6.1. Măsurarea debitelor dozei date de expunerea externă
6.2. Determinarea concentrației de radon prin metode active și pasive
6.2.1. Aparatura RAD 7
6.2.2. Determinarea concentrației de Rn222 prin metoda urmei gravate
6.2.3. Determinarea fluxului de Rn222 (Bq/m2s
6.3. Măsurarea concentrației descendenților radonului
6.3.1. Unități specifice ale dozimetriei radonului
6.3.2. Măsurarea descendenților radonului
CAP. 7. ESTIMAREA DOZELOR EFECTIVE PENTRU PERSOANE DIN POPULAȚIE ȘI DIN GRUPURILE CRITICE
7.1. Structura dozei efective
7.1.1. Modul de iradiere
7.1.2. Căile de transport
7.2. Determinarea dozei efective generată de fondul local
7.2.1. Doza efectivă externă E (calea terestră
7.2.2. Doza efectivă internă
7.3. Estimarea dozei efective totale și a celei suplimentare
7.3.1. Modul de concentrare în plante
7.3.2. Modul de concentrare în carne
7.3.3. Modul de concentrare în lapte
7.3.4. Modul de concentrare în pește
7.3.5. Parametrii pentru expunerea persoanelor
CAP.8. ESTIMAREA DOZELOR EFECTIVE ȘI EVALUAREA RISCULUI PENTRU POPULAȚIA DIN GRUPURILE CRITICE, AFERENTE ZONEI MINIERE CIUDANOVIȚA
8.1. Generalități
8.2. Calculul dozelor efective anuale datorate fondului natural
8.3. Calculul dozelor efective anuale suplimentare primite de persoane din populația ,,grupurilor critice’’
SCENARIUL 1
SCENARIUL 2
CAP. 9. ESTIMAREA DOZELOR EFECTIVE ȘI EVALUAREA RISCULUI PENTRU POPULAȚIA DIN GRUPURILE CRITICE, AFERENTE ZONEI MINIERE LIȘAVA (BANAT
9.1. Generalități
9.2. Calculul dozelor primite de populație
SCENARIUL 1
SCENARIUL 2
SCENARIUL 3
CAP. 10. EVALUAREA RISCULUI RADIOLOGIC ASUPRA SĂNĂTĂȚII POPULAȚIEI PRIN UTILIZAREA CIMENTURILOR CU CENUȘĂ LA PREPARAREA BETOANELOR PENTRU CONSTRUCȚIA DE LOCUINȚE
10.1. Introducere
10.2. Aparatura de detecție și analiză
10.2.1. Măsurarea dozei debit gamma și a concentrației de radon
10.2.2. Analiza concentrației principalilor radionuclizi din materialele de construcții
10.2.2.1. Generalități
10.2.2.2. Principalii radionuclizi poluanți potențial existenți în materialele de construcții
10.3. Aspecte privind măsurătorile și analizele efectuate
10.3.1. Răspândirea în natură a radionuclizilor U, Th și K
10.3.2. Răspândirea U, Th și K în unele roci sedimentare
10.3.3. Răspândirea U, Th și K în cărbuni
10.3.4. Măsurarea dozei debit gamma a produsului final și a concentrației de radon
10.4. Analiza prin spectrometrie gamma
10.4.1. Componente analizate
10.4.2. Condiții de analiză
10.5. Determinarea indicelui de radioactivitate
10.5.1. Modul de calcul
10.5.2. Concentrațiile radionuclizilor poluanți
10.5.2.1. Concentrațiile radionuclizilor naturali în produsul final
CAP. 11. EVALUAREA DISTRIBUȚIEI CONCENTRAȚIILOR POLUANȚILOR RADIOACTIVI AI U, Th, K ȘI Rn ÎN MUNICIPIUL BUCUREȘTI ȘI ÎN ZONELE PERIURBANE
11.1. Introducere
11.2. Metodologia de investigare
11.3. Radioactivitatea naturală
11.3.1. Iradierea gamma la suprafața solului
11.3.2. Distribuția K
11.3.3. Distribuția Th
11.3.4. Distribuția U
11.3.5. Distribuția 222Rn și 220Rn în interiorul clădirilor civile, industriale și stațiile de metrou
11.3.6. Radonul, descendenții săi și normele naționale privind concentrația radonului în clădiri
11.3.7. Investigații în teren
CONCLUZII FINALE
BIBLIOGRAFIE
ANEXA 1 (LISTĂ ABREVIERI)
ANEXA 2 (LISTĂ APARATE)
ANEXA 3 (GLOSAR TERMENI)
INTRODUCERE
Cercetând fluorescența diferitelor materiale, în scopul producerii razelor X puse în evidență anterior de W. Roentgen, H. Becquerel descoperă în 1896 fenomenul de radioactivitate.
La început, aceste radiații au fost denumite radiații uranice (ele proveneau din sărurile de uraniu) iar apoi, după descoperirea altor elemente cu proprietăți asemănătoare, Th, Ra, Po, fenomenul ia numele de radioactivitate, termenul fiind datorat faptului că radiul emitea intense astfel de radiații.
Descoperirea acestui foarte important fenomen fizic s-ar datora hazardului și, așa cum se poate observa studiind istoria fizicii, alături de descoperirea cuantelor de energie (Planck) și a fenomenului de relativitate (Einstein), formează unul din cei trei piloni de bază pe care s-a dezvoltat fizica modernă a secolului XX.
După separarea radiului de către soții Curie care au prelucrat mari cantități de minereu de uraniu (pechblendă) provenite de la Joachimstal (Cehia), F. Dorn descoperă în 1902 emanația de radiu (un gaz radioactiv generat de acest element).
În 1908 Ramsay și Grey numesc această emanație niton, denumirea de radon fiind utilizată numai după 1920.
Sunt cunoscuți astăzi peste 20 de izotopi ai radonului, toți radioactivi, dintre care cei mai importanți sunt: 222Rn sau radonul, 220Rn cunoscut sub denumirea de thoron și izotopul 219Rn numit și actinon. Ei apar ca produși intermediari în familiile radioactive naturale ale 238U, 232Th și 235U.
Fiind un gaz nobil și neparticipând la reacții chimice, radonul este prezent peste tot în roci, în soluri, în apele superficiale și de adâncime, se degajă din materialele solide sau lichide, fiind prezent în aer, în atmosfera peșterilor și a minelor, în atmosfera exterioară cât și în interiorul locuințelor și, de asemenea, în gazele naturale, în concentrații foarte diferite. În multe ape și gaze naturale apare chiar fără prezența radiului părinte, datorită procesului de difuzie sau transport, prin crăpăturile și fisurile rocilor, dizolvându-se în apele subterane [1-7]. În atmosferă ajunge difuzând spre suprafață din sol, această exhalație formând fluxul de radon al scoarței terestre [8-10].
Există cel puțin trei aspecte diferite de mare importanță în ceea ce privește studiile legate de radon, de răspândirea și migrarea sa [11].
Un prim aspect este legat de determinarea radonului și radiului din apele subterane (fântâni, ape minerale, ape geotermale, ape de zăcământ etc.). Pe lângă necesitatea cunoașterii dozei de radiații primite de colectivitatea umană prin folosirea acestor surse de apă (ingestie, tratament balnear, inhalația radonului emanat, activități specifice subacvatice) cunoașterea conținutului de radon din apele subterane este de mare interes în studiile de geofizică.
Al doilea aspect este legat de potențialul de radon și exhalația sau fluxul de radon provenit de la suprafața pământului. În legătură cu acesta sunt foarte importante eventualele anomalii care pot pune în evidență fie aglomerări de substanțe radioactive [12], fie prezența unor falii tectonice [13]. În ultimul timp s-a luat în considerare [14] și se experimentează posibilitatea prevederii cutremurelor de pământ cu epicentre localizate pe baza determinărilor variațiilor temporale ale fluxului de radon și a concentrației de radon din sol și din apele de adâncime.
La noi în țară a fos măsurată ,,aposteriori’’ concentrația de radon din aer în zilele imediat următoare cutremurului de la 4 martie 1977, de către M. Zoran, găsindu-se o valoare foarte crescută (15-20 ori valoarea normală) pentru concentrația de radon din aer [15].
Pentru cutremurul de mare amplitudine din Japonia din 14 ianuarie 1978 (Izu-Oshima) a fost pusă în evidență în apele subterane (35-700 m) o valoare crescută cu 20-90% peste valorile obișnuite (1,11-25,9 Bq/l). Abaterea standard obișnuită, incluzând și variațiile sezoniere, este mai mică de 10% [16]. Folosind metoda detectorilor de urme așezați în lungul faliilor din peninsula Izu s-au pus de asemenea în evidență, atât înainte cât și după cutremur, fluxuri de radon de 4-7 ori mai mari decât cele normale [13].
Al treilea aspect, foarte important, de asemenea, este legat de radonul din interiorul locuințelor. Dacă în aerul exterior concentrația radonului este în medie 4-8 Bq/m3, depinzând foarte mult de condițiile geologice și meteorologice, în interiorul locuințelor, prin acumulare, el produce valori normale de 20-80 Bq/m3 ducând, în unele cazuri, la valori de ordinul a 2000-4000 Bq/m3 [17].
Valori mărite se pot observa de asemenea în cazul lucrărilor din subteran, a celor din minele de uraniu și thoriu în special, în industria producătoare de combustibil nuclear, sau în industria materialelor fosfatice etc. Studiile efectuate pe diferite eșantiane de mineri au pus în evidență o corelație sigură între concentrația de radon și riscul de cancer pulmonar [18]. Astăzi sunt în curs de desfășurare peste zece studii epidemiologice (USA, Canada, Anglia, Suedia, China, Japonia, Cehia, etc.) precum și un Proiect European Comun (Franța, Belgia, Germania, Luxemburg) desfășurat în regiunea Ardeni-Eifel care caută să evidențieze legătura între riscul de cancer pulmonar și concentrația de radon, chiar în cazul unor concentrații interioare apropiate de cele normale, de 40-300 Bq/m3 [19].
Legat de importanța măsurătorilor de radon de interior au fost dezvoltate diferite modele teoretice și efectuate numeroase cercetări experimentale privind migrarea și acumularea radonului în locuințe [20].
Sursele principale ale radonului din locuințe sunt în ordinea importanței: exhalația de radon din sol, emanația din materialele de construcție componente ale locuinței, apa folosită pentru spălat și gătit precum și gazul utilizat în bucătării sau în sobe pentru încălzit. Există astăzi în multe țări dezvoltate valori recomandate, unele chiar de intervenție (200 Bq/m3 în Anglia), peste care trebuie acționat prin măsuri suplimentare pentru reducerea nivelului de radon în locuințe [21].
Acest al treilea aspect prezentat mai sus formează de fapt principala arie de desfășurare a majorității cercetărilor asupra radonului la ora actuală.
În România, în cadrul unui program de colaborare științifică cu țările occidentale, a fost demarat (1995) un studiu pilot în județele Bihor și Cluj, finanțat de CE în cadrul studiului Ardeni-Eifel [22].
Măsurătorile asupra radioactivității naturale, deci și asupra radonului, au început devreme în țara noastră, încă din 1908, prin D. Hurmuzescu al cărui prim studiu s-a referit la radioactivitatea apelor minerale și geotermale [23]. Între cele două războaie mondiale, profesorul G. Atanasiu a făcut determinări de radiu și radon asupra majorității apelor minerale și geotermale din România. Rezultatele cercetărilor, incluzând și alte aspecte ale activității sale, au fost incluse în volumul Opere alese editat în 1977 la Editura Academiei [24]. În perioada anilor 1950-1980, colectivul de la Institutul de Fizică Atomică, filiala Cluj, prin dr. A. Szabo și dr. I. Chereji a extins mult cercetările asupra radioactivității apelor minerale și geotermale din România rezultatele fiind publicate în monografia Radioactivitatea apelor și gazelor naturale din România apărută la Editura Dacia [25], din Cluj-Napoca în anul 1978.
Prin dr. I. Chereji de la Institutul de Fizică Atomică din Cluj aceste cercetări continuă și în prezent, ele fiind axate în special pe radioactivitatea Deltei Dunării [26].
La Institutul de Meteorologie și Hidrologie București a existat un colectiv foarte bun care s-a ocupat de radioactivitatea mediului și, implicit, de problematica radonului, format din A. Sonoc, C. Dovlete, I. Oswath și V. Cuculeanu, acest grup publicând mai multe lucrări, în ultimii ani [27-29] în colaborare cu dr. O. Sima de la Facultatea de Fizică a Universității din București.
Cercetări asupra radonului din minele uranifere și neuranifere din România au fost efectuate de Laboratorul de Radiații din Orașul Ștei (Petru Groza) prin Gh. Șandor, G. Dincă, T. Peic [30], acest laborator fiind tutelat de Institutul pentru Metale Rare și Radioactive București.
Cap. 1. RADIOACTIVITATE ȘI RADIAȚII RADIOACTIVE
DEZINTEGRAREA NUCLEARǍ ȘI A PARTICULELOR ELEMENTARE CA SURSǍ DE RADIAȚII
Prin radioactivitate se înțelege proprietatea unor nuclizi, numiți nuclizi radioactivi (Anexa 3), de a emite în mod spontan (fără intervenția activității umane), diferite tipuri de particule (ca de exemplu: fotoni, electroni, neutrini, nuclee de heliu, etc.) reunite sub denumirea de radiații.
Fenomenul de ,,radioactivitate’’ este strâns legat de fenomenul de ,,dezintegrare’’ specific lumii subatomice, fiind de fapt o consecință directă a acestuia. Cauza radioactivității trebuie căutată în tendința naturală a oricărui sistem cuantic de a trece în starea de energie minimă posibilă, pe orice cale permisă de legile de conservare, fiecare cale fiind, de fapt, ,,un mod de dezintegrare’’. Orice particulă X (nucleu sau particulă elementară) de masă mx, aflată în repaos, cu energia totală egală cu energia de repaos înmagazinată în masa sa, va avea tendința de a se dezintegra trecând în particule cu mase mai mici. Dezintegrarea poate avea loc dacă există într-adevăr particule cu mase mai mici decât masa mx și dacă legile de conservare a energiei, sarcinilor (electrică, barionică și leptonică), momentului cinetic, etc., permit această transformare 31.
Numărul tipurilor de particule elementare cunoscute la ora actuală depășește numărul elementelor chimice din tabelul lui Mendeleev, dar singurele particule stabile sunt: neutrinul (), electronul (e-), fotonul (), protonul (p) și antiparticulele asociate lor: antineutrinul, pozitronul (e+), fotonul și antiprotonul. Ele sunt, de fapt, cele mai ușoare particule din categoriile: fermioni-leptoni (e, ), fermioni-barioni (p) și bozoni (). Legile de conservare interzic dezintegrarea acestora în particule mai ușoare.
Toate celelalte tipuri de particule elementare sunt instabile și orice particulă elementară instabilă va trece, printr-un șir de dezintegrări în lanț sau printr-un proces unic de dezintegrare, într-o stare finală formată din particule stabile, libere, de tip: , , e, p.
Exemple:
Mezonii o (neutri din punct de vedere electric) trec direct în fotoni:
(1.1)
Barionii o suferă diverse dezintegrări, pe căi diferite:
(1.2)
sau:
(1.3)
Fiecare act de dezintegrare este caracterizat de o energie de dezintegrare Qdez, eliberată sub formă de enegie cinetică sau electromagnetică a particulelor rezultate din dezintegrare și egală cu diferența dintre masa mxi a particulei ,,părinte’’ și suma maselor mj ale particulelor ,,fiice’’, exprimate în unități energetice (E=mc2)
(1.4)
În mod similar, din cele aproximativ 1500 de tipuri de nuclee (nuclizi) identificate experimental, marea lor majoritate sunt nuclee instabile care, pe o cale sau alta permise de legile de conservare, se transformă în nuclee mai stabile. Orice astfel de transformare este o dezintegrare radioactivă: nucleul-părinte emite particule elementare sau grupări de nucleoni sub formă de fragmente nucleare și își modifică structura neutrono-protonică (N, Z), numărul de nucleoni (A), masa (m(Z, A)) și energia totală, intrinsecă, în funcție de tipul de dezintegrare.
Gradul de instabilitate al unui nucleu într-o stare dată este exprimat prin ,,durata medie de viață ’’ sau prin probabilitatea de dezintegrare în unitatea de timp, care este o mărime constantă în timp (constanta de dezintegrare =1/).
Nucleul-fiică poate, la rândul său, să se transforme mai departe (dacă legile de conservare îi permit), printr-o serie de dezintegrări în lanț, până la un nucleu stabil, cu masa considerabil mai mică.
În natură, există aproape pentru fiecare număr de masă A 250, cel puțin un izobar stabil, astfel că, numărul de specii nucleare stabile este relativ mare ( 200), față de numărul de tipuri de particule elementare stabile (4).
Ca și în cazul particulelor, în orice act de dezintegrare nucleară se eliberează o cantitate de energie Qdez sub formă de energie electromagnetică sau cinetică.
Cele mai frecvente tipuri de transformare nucleară spontană sunt:
dezintegrarea (emisie de nuclee de heliu):
(1.5)
dezintegrarea (emisie de e-, sau e+ și captura electronică CE):
dezintegrare -:
(1.6)
dezintegrare +:
(1.7)
captura electronică (CE):
(1.8)
fisiunea nucleară (binară):
(1.9)
unde A=A1+A2 și Z=Z1+Z2
fisiunea spontană (SF);
emisia ;
conversia internă (CI).
În cazul emisiei și a conversiei interne (CI), nucleul efectuează tranziții energetice fără a-și pierde identitatea inițială:
(1.10)
unde steluța * indică o stare excitată a nucleului X, iar eCI indică varianta concurentă la emisia , de expulzare a unui electron atomic prin conversia internă (CI) a energiei nucleare de excitare în energie cinetică a unui electron atomic 32,33.
În expresiile energiilor de dezintegrare din relațiile de mai sus, mX, mY, mY1, mY2 sunt masele nucleare. Dacă se introduc masele atomice în aceste formule, (M(Z,A)=m(Z, A)+Zme) și se neglijează masele neutrinilor, atunci energiile de dezintegrare sunt:
În expresia maselor atomice a fost neglijată energia de legătură a acestora care, în acest context este într-adevăr neglijabilă.
Radiațiile emise: , , , e, preiau cea mai mare parte a energiei de dezintegrare (energia cinetică sau electromagnetică), astfel că vor exista radiații cu energii de ordinul MeV-ilor (până în 10 MeV), în timp ce fragmentele de fisiune spontană Y1, Y2, cu mase comparabile, își împart energia în porții de asemenea comparabile (zeci de MeV).
SURSE DE RADIAȚII
Sursele naturale de radiații sunt de două tipuri:
Izotopi radioactivi naturali (IRN) – aceștia se află în toate componentele mediului înconjurător. Unii IRN s-au format odată cu Pământul (de exemplu izotopii uraniului sau ai thoriului), fac parte integrantă din structura lui și au perioada de înjumătățire foarte mare, comparabilă sau chiar mult mai mare decât vârsta Pământului, așa explicându-se prezența lor în mediu. Alți izotopi radioactivi au perioada de înjumătățire scurtă (de exemplu: izotopul de hidrogen cu Z=1 și A=3, izotopul de carbon cu Z=6 și A=14, etc.) și n-ar mai exista ca atare în mediu dacă nu s-ar forma continuu, în mod natural, cu o viteză aproximativ constantă în timp. Izotopii radioactivi naturali sunt surse naturale de radiații , sau .
Radiația cosmică (RC) – este o sursă naturală de radiații, de origine extraterestră. Prin convenție, sub denumirea de ,,raze cosmice’’ sunt incluse toate tipurile de particule de origine extraterestră, cu excepția radiațiilor electromagnetice (X, , fotoni luminoși etc.). Radiația cosmică este formată din particule elementare de diferite tipuri, de energie foarte mare, care vin din toate direcțiile spațiului cosmic și ,,cad’’ ca un duș continuu pe Pământ. În afara particulelor elementare, cum sunt mezonii , miuonii, neutrinii, etc., în radiația cosmică au fost identificate și nuclee ușoare (până în zona sulf-magneziu) care vin, de asemenea, cu energii foarte mari spre Pământ.
De la formarea sa, Pământul a fost continuu iradiat și a primit energie din spațiul cosmic prin aceste radiații cosmice. Viața pe Pământ a apărut și s-a dezvoltat în prezența acestor surse naturale de radiații, terestre și cosmice (care formează fondul natural de radiații), menținând în echilibru acțiunile lor benefice și distructive asupra organismelor vii 34.
Omul, prin activitatea sa, a modificat substanțial distribuția izotopilor radioactivi naturali pe Pământ, și, în consecință, fondul natural de radiații local. De asemenea, omul a creat noi surse de radiații – surse artificiale. În categoria surselor artificiale intră izotopii radioactivi produși de om prin ciocniri la nivel subatomic (reacții nucleare, în general, și reacții de fisiune indusă, în particular), dar s-au mai creat surse de radiații X și acceleratoare de particule. Aceste surse artificiale au o pondere globală mică în raport cu cele naturale, dar ele au modificat continuu, mai mult sau mai puțin controlat, fondul natural de radiații în diferite zone ale globului (explozii nucleare, accidente nucleare, etc.).
Impactul activității umane asupra acestor surse artificiale trebuie menținut la un nivel în care efectul benefic pentru om și mediu să justifice factorul de risc, iar acesta trebuie redus la minim.
1.3. EFECTUL RADIAȚIILOR IONIZANTE ASUPRA SUBSTANȚEI VII
1.3.1. RADIAȚIA IONIZANTĂ
Radiațiile ionizante (Anexa 3) sunt radiații de mare energie, formate din:
particule cu sarcină electricǎ (e, p, , , etc.);
particule neutre (n, o, o, etc.);
fotoni X sau (nu sunt incluse radiațiile infraroșii și ultraviolete).
Aceste radiații produc ionizări în mediul material pe care îl străbat, fapt pentru care se numesc ,,radiații ionizante’’.
Ionizarea este provocată în general de interacția unei particule încărcate cu un electron (e-) atomic sau molecular al mediului. Particulele cu sarcină sunt direct ionizante: ele interacționează coulombian cu electronii sau are loc un transfer direct de energie de la particula incidentă la electron, în porții suficiente pentru a produce excitarea sau ionizarea acestora.
Fotonii pot de asemenea să producă ionizarea directă prin efect fotoelectric, dar și indirect prin efect Compton. Fotonii, prin efect Compton sau fotoelectric, pun în mișcare un electron sau pot crea perechile e+ și e- care, mai departe își epuizează energia cinetică printr-un șir de ionizări (excitații) produse în lungul traiectoriei lor. Particulele neutre produc indirect ionizarea prin intermediul particulelor secundare pe care le pun în mișcare sau le creează la interacția lor cu mediul. Particulele neutre se apropie de nuclee, nestingherite de interacția coulombiană, și interacționează cu acestea fie elastic, fie prin reacții nucleare. În acest caz, sunt puse în mișcare și particule cu sarcină mai mare (Ze) și mai masive decât electronul (protoni, nuclee sau fragmente nucleare) care au putere mare de ionizare.
Radiațiile ionizante interacționează cu substanța vie la fel ca și cu substanța fără viață, dar efectele finale sunt cu totul altele în cele două cazuri.
Evenimentele fizice inițiale (EFI) produse de radiație în materia vie declanșează un lanț de reacții fizico-chimice care ajung în final să deterioreze molecule mari, indispensabile vieții celulare și să producă efecte biologice.
Una din proprietățile cele mai importante ale diferitelor radiații ionizante este adâncimea de penetrare în țesut, care depinde de tipul și energia particulelor. Particulele pătrund numai prin suprafața exterioară a pielii și radionuclizii – emițători sunt periculoși numai dacă sunt încorporați în organism prin inhalare, ingestie sau rană deschisă. Radiațiile pătrund circa un cm, ele fiind periculoase pentru țesuturile superficiale, nu și pentru organele interne, dacă iradierea se face din exterior. Dacă emițătorii sunt încorporați în organe, atunci acestea vor fi afectate local sau extins, după distribuția surselor în organism.
Razele X, și neutronii trec prin întregul corp, astfel încât produc efecte în profunzime, indiferent dacă iradierea este externă sau internă.
1.3.2. EFECTE PRIMARE ALE INTERACȚIEI CU MATERIA VIE
Mediile biologice 34 sunt constituite din atomi cu număr atomic mic (H, C, O, etc.) și interacțiile cu particulele ionizante sunt, în general, ciocniri cu electronii. După mărimea transferului energetic către electron, molecula căreia îi aparține poate fi ionizată, excitată, sau poate primi un supliment de energie termică. Energia cedată mediului nu este distribuită omogen: pentru radiațiile puternic ionizante ea este concentrată în zona imediat vecină traiectoriei particulei.
Dacă Q este energia primită de electron, iar W este energia sa de legătură în atom sau moleculă (câțiva eV zeci de eV), atunci se pot realiza următoarele situații:
a) Q W: electronul este expulzat din atom cu energia cinetică Te = Q – W. Dacă Te 100 eV, traiectoria electronului se detașează de traiectoria primară și este numit ,,electron delta’’ (). El va interacționa cu mediul, producând ionizări ca și particula primară. Dacă Te 100 eV, cele ceva ionizări produse de el sunt vecine și formează un ,,cluster’’ (ciorchine). Molecula ionizată devine instabilă și are o reactivitate chimică mare. Molecula de apă, care în mod obișnuit disociază în forma:
(1.16)
suferă prin iradiere fenomenul de radioliză, un fenomen foarte complex, format din mai multe etape ce vor fi prezentate separat. Tot în acest caz poate avea loc și un transfer de sarcină:
(1.17)
unde B are un potențial de ionizare inferior:
b) Q W: electronul sare pe un nivel energetic superior, molecula (atomul) este excitată, fapt care-i fragilizează legătura dintre atomi și duce la ruperea ei. În acest caz, poate avea loc transferul de energie de excitație:
(1.18)
și dacă energia de excitare a lui A este mai mare decât cea de ionizare a lui B, se poate ioniza B:
(1.19)
c) Q foarte mici: energia este insuficientă pentru ionizare sau excitare, se transformă în energie termică, ducând la creșterea vitezei de translație, rotație sau vibrație a moleculei.
Transferurile termice sunt fără consecințe: ar trebui doze de mai multe zeci de kGy pentru a avea o creștere de temperatură a mediului de câteva grade, susceptibilă a avea consecințe asupra biochimiei celulare.
1.3.3. EFECTE BIOLOGICE PRODUSE PRIN IRADIERE
Leziuni ale acidului dezoxiribonucleic:
Este posibil ca funcțiile celulare să fie dezorganizate de multiple leziuni ale diferitelor molecule. Analiza fenomenelor biochimice celulare conduce la acordarea unei importanțe primordiale acidului dezoxiribonucleic (ADN).
Leziunile ADN-ului pot fi:
Rupturi ale lanțului în care efectul indirect are rol preponderent prin acțiunea radicalilor apei; ele pot fi rupturi simple sau duble;
Leziunile bazelor (A, G, C, T) care sunt modificate chimic, suferind o hidroxilare;
Leziunile zaharurilor care sunt mai întâi oxidate, apoi hidrolizate cu eliberarea bazei, cu sau fără ruptura legăturii fosfodiesterice.
Repararea enzimatică a leziunilor variază de la un tip de celulă la altul. Repararea unei rupturi se poate face dacă lanțul complementar, care servește drept model, este intact și de aceea rupturile simple sunt, de regulă, reparabile.
Consecințele iradierii la nivel celular
La nivel celular consecințele sunt funcție de doza de iradiere și acestea pot fi moartea celulară sau diferențierea celulară.
Pentru doze mari (sute de Gy) se poate observa încetarea oricărei activități metabolice, deci moartea celulei.
Efectul radiațiilor asupra ,,ciclului celular’’
Procesele biologice care au loc între două mitoze formează un ciclu celular.
În figura 1.1.(a) sunt reprezentate fazele și durata lor într-un ciclu celular, iar în figura 1.1.(b) conținutul de acid dezoxiribonucleic în fiecare fază a ciclului.
Studiul ciclurilor prin metoda mitozelor marcate arată următoarele efecte ale iradierii asupra ciclului celular:
încetinirea sintezei ADN-ului;
blocajul celulelor în faza G2; la sfârșitul perioadei de blocaj, celulele se vor divide simultan; în acest fel, populația celulară este parțial sincronizată, cea mai mare parte din celule parcurgând aceleași faze ale ciclului celular simultan.
Această sincronizare este importantă în radioterapia tumorilor.
Fig. 1.1.(a) Fazele și durata lor într-un ciclu celular
Fig. 1.1.(b) Variația cantității de ADN în timpul ciclului celular
Conform figurii, avem:
M = mitoza (1 oră)
G1 = faza de repaos postmitoză (6 ore)
S = faza de sinteză a acidului dezoxiribonucleic, în timpul căreia se dublează cantitatea de acid din nucleu (9 ore)
G2 = faza de repaos premitozică în care sinteza acidului dezoxiribonucleic se oprește (5 ore)
În fazele G2 și M, celula are sensibilitate maximă: răspunde la energia radiațiilor absorbită prin manifestări biologice mai mult sau mai puțin ample. În faza S, radiosensibilitatea este minimă.
Factorii care influențează radiosensibilitatea celulară sunt:
tipul celulei;
factorii de mediu (celular): radiosensibilitatea crește cu conținutul de oxigen în mediu, gradul de vascularizare, temperatura, și scade cu conținutul de acid lactic și în prezența unui proces infecțios;
natura radiației (eficacitatea biologică).
Mutațiile
Sunt leziuni nereparate sau slab reparate ale materialului genetic. Celula ,,mutantă’’ are caractere noi.
Cele mai frecvente sunt ,,mutațiile letale’’, dar se produc și mutații compatibile cu diviziunea celulară.
,,Mutațiile genetice’’ modifică caracterul controlat de gena pe care apar, fără o altercare decelabilă a cromozomilor.
,,Mutațiile cromozomilor’’ ating cromozomii și pot fi vizibile la microscop. Ele se datorează ruperii cromozomilor (ca urmare a ruperii ADN-ului). Fragmentele rupte pot să se lipească cu o modificare a formei cromozomilor (aberații cromozomiale), și mai ales a raportului între gene. De asemenea, fragmentele pot să rămână izolate și să fie pierdute în cursul diviziunii celulare (pierderea de informație genetică).
Numărul mutațiilor este favorizat de prezența oxigenului și a temperaturii ridicate în mediu.
1.3.4. CONSECINȚELE IRADIERII LA NIVELUL ȚESUTURILOR
Evoluția spontană a sistemelor celulare
De regulă, în toate tipurile de țesuturi, o celulă care moare poate fi înlocuită, populațiile celulare cresc și se înmulțesc. Excepție fac populațiile de tipul țesutului nervos, în care o celulă care moare nu mai poate fi înlocuită.
Înmulțirea celulară poate duce la creșterea numărului de celule (populație în creștere – întâlnită în cazul embrionului, la organisme în creștere sau la populație adultă în cazul tumorilor) sau poate compensa exact pierderile celulare (populație celulară în echilibru).
În marea majoritate a țesuturilor, populația celulară poate fi împărțită în două compartimente:
celule matcă – la care diviziunea este autoîntreținută;
celule funcționale – la care diviziunea se menține la echilibru, alimentându-se din compartimentul celulelor matcă.
Cinetica unei populații celulare după o iradiere unică
Un țesut normal (la echilibru) iradiat suferă o depopulare iar aceasta atrage după sine o accelerare a activității de multiplicare până când efectul inițial a fost refăcut.
La o populație celulară adultă în creștere (tumoare), evoluția în timp a numărului de celule după iradiere este rezultanta eliminării progresive a celulelor omorâte și a multiplicării celulelor supraviețuitoare.
Cinetica populației este influențată de o serie de factori locali:
vascularizarea, prin conținutul în oxigen al sângelui, influențează radiosensibilitatea;
un țesut are sensibilități diferite în funcție de organul în care se află;
efectul iradierii este amplificat într-un organism bolnav (cu activitate metabolică, echilibru endocrin, stare de nutriție deficitară);
existența sau absența iradierii întregului organism.
1.3.5. CONSECINȚELE IRADIERII LA NIVELUL ÎNTREGULUI ORGANISM
Efectele biologice datorate iradierii întregului organism depind de doza de iradiere:
la doze mici D 2 Gy apar tulburări discrete, neglijabile;
la doze cuprinse în intervalul 2 Gy D 10 Gy speranța de viață scade;
la doze mari D 10 Gy efectul este letal.
Studiul răspunsului global al organismului la iradiere este important în optimizarea diferitelor tratamente cu radiații și în radioprotecția omului în caz de accident nuclear (radiosensibilizare).
Efectele biologice ale radiațiilor ionizante asupra întregului organism sunt de două tipuri: somatice și genetice.
Efectele somatice
Apar la nivelul celulelor somatice (foarte sensibile în perioada lor de înmulțire), provocând fie moartea rapidă a individului, fie reducerea drastică a speranței sale de viață.
Leziunile somatice se produc în timpul vieții individului iradiat. Efectele care apar la scurt timp după iradiere (zile luni), se numesc efecte imediate și se manifestă la toți indivizii care au fost iradiați cu o doză mai mare decât o doză prag (au caracter determinist). Există însă și efecte biologice care apar mult mai târziu (după ani de zile), care se numesc efecte tardive (au o perioadă de latență) și care nu apar obligatoriu la toți indivizii iradiați, ele având un caracter întâmplător (efecte stochastice). Forma de manifestare este, de regulă, leucemia sau cancerul.
Corelarea între doza de iradiere și efectele induse se poate stabili numai prin studiul unui număr mare de indivizi.
Efectele genetice
Apar la nivelul celulelor sexuale, care sunt foarte sensibile la radiațiile ionizante în perioada înmulțirii (ca și cele somatice de altfel). Efectele imediate ale radiațiilor sunt mutagene: alterarea cromozomilor, a codului genetic, etc., la individul iradiat și conduc la sterilitate. În funcție de doză, sterilitatea poate să fie parțială sau totală, reversibilă sau definitivă. Aceste efecte imediate pot să conducă la apariția unor mutații la descendenții individului iradiat.
1.3.6. RADIOBIOLOGIA
Volumul informațiilor acumulate până în prezent privind efectele biologice ale radiațiilor, deși este impresionant, nu este suficient pentru stabilirea cu precizie a limitelor de siguranță în interacțiunea radiațiilor ionizante cu sistemele vii. În acest sens, s-au dezvoltat o serie de directii de cercetare în vederea cunoașterii efectelor biologice ale radiațiilor și un nou domeniu al științei: radiobiologia.
Radiobiologia este un domeniu de graniță între fizica nucleară, chimie și biologie, cu următoarele domenii de cercetare:
Radioprotecția și radiosensibilizarea – modificarea transferului de energie de la radiații la sistemele biologice prin mijloace fizico-chimice și biologice. Radiosensibilizarea lucrează cu substanțe ce acționează asupra sistemelor enzimatice de reparare a ADN-ului, citostatice, hormoni, hipertermie (37 45oC). Radioprotecția lucrează cu substanțe care captează radicalii liberi radioinduși și blochează producerea acestora.
Radiogenetica – studiul acțiunii mutagene a dozelor mici de radiații asupra unor populații de celule într-un interval lung de timp, în scopul limitării efectelor nocive și a realizării unor mutante biologice care să ducă la creșterea producției vegetale și animale. Rezultate importante: cunoașterea structurii acizilor nucleici (a ADN-ului și ARN-ului) și ingineria genetică.
Radiodiagnosticul – utilizarea fasciculelor de raze X, a neutronilor epitermici și a radioizotopilor cu timp de viață scurt fixați pe suporturi biomoleculare capabile să se distribuie selectiv pe anumite organe sau formațiuni tumorale (scintigrafie), radioizotopi cu timp de viață lung, emițători (în tomografia computerizată).
Radioterapia – utilizează o gamă largă de tipuri de radiații (raze X, particule încărcate – electroni, mezoni, ioni grei, etc.).
Metode de radioterapie:
iradiere externă, bine localizată;
iradiere interstițială (internă), cu izotopi radioactivi încorporați în pastile de diferite forme care se implantează în țesutul tumoral.
Radiosterilizarea – utilizarea fascicolului de radiații pentru sterilizarea echipamentelor chirurgicale, a medicamentelor, a alimentelor, dezinfecția cerealelor din silozuri, etc.
Radioecologia – studiul distribuției și cineticii radionuclizilor în ecosisteme, în scopul evaluării cât mai corecte a riscurilor biologice la scară extinsă, în special asupra diverselor categorii de colectivități umane, legate de iradierea provenită de la acești radionuclizi.
1.3.7. MĂRIMI ȘI UNITĂȚI ÎN DOZIMETRIE ȘI RADIOPROTECȚIE
Însușirea acestor unități și mărimi din dozimetrie și radioprotecție se bazează în principal pe recomandările celor două foruri științifice internaționale: ICRP și ICRU (Anexa 1).
În dozimetrie 35 mărimile fizice de bază sunt activitatea și doza absorbită.
ACTIVITATEA unui radionuclid (simbolul este Λ) este definită ca numărul de dezintegrări în unitatea de timp și se măsoară cu unitatea becquerel, simbol Bq.
DOZA ABSORBITĂ este energia radiației incidente absorbită de către unitatea de masă a substanței iradiate. Simbolul acestei mărimi este D. Unitatea dozei absorbite este joule pe kilogram și poartă numele gray cu simbolul Gy.
Este important de subliniat că doza absorbită, ca mărime fizică, este determinabilă prin măsurare. Dozimetrele, care măsoară doza absorbită, sunt calibrate în gray, iar debitmetrele (de radiații), care măasoară debitul dozei absorbite (raportul între doza absorbită și durata iradierii cu acea doză absorbită) sunt calibrate în Gy/s sau Gy/h.
(1.20)
(1.21)
Vechea unitate de măsură, numită rad, este egală cu: 1 rad = 0,01 Gy
Efectele somatice imediate, rezultate dintr-o expunere externă intensă, sunt corelate cu doza absorbită. Informații despre aceste expuneri intense (accidente la reactori nucleari – la Cernobâl aproximativ 100 de persoane au încasat o doză de peste 1 Gy, accidente la submarine cu propulsie nucleară, accidente la manipularea unor surse foarte intense), din datele de la Hiroshima și Nagasaki și de la expuneri accidentale ocazionate de testele bombelor nucleare, precum și din urmărirea pacienților supuși radioterapiei.
Analiza cazurilor de expunere omogenă la radiații intense arată că din punctul de vedere al gravității efectelor pot fi definite 5 domenii de doză absorbită:
0 – 0,25 Gy; în acest domeniu de doză absorbită nu se manifestă nici un simptom clinic.
0,25 – 1 Gy; simptomele clinice sunt reduse (stări de greață), sau lipsesc. Spitalizarea nu este necesară, dar se recomandă urmărirea medicală timp de câteva zile
1 – 2,5 Gy; stări de greață și vomă care apar relativ repede: la o doză absorbită de 2 Gy, 50% dintre persoanele iradiate prezintă aceste simptome, care apar după aproximativ 3 ore de la iradiere, dar rareori persistă mai mult de 2 zile. La doze absorbite între 1 și 2 Gy concentrația limfocitelor din sânge se reduce cu 50% în primele 2 zile de la iradiere. Dacă această scădere nu persistă, efectul va fi de gravitate medie. În caz contrar situația se poate agrava, conducând eventual chiar la deces (începând de la 2 Gy). În toate situațiile se impune spitalizarea și supravegherea medicală strictă.
2,5 – 5 Gy; simptome clinice grave, care se instalează rapid. Se manifestă modificări hematologice importante. Crește susceptibilitatea la infecții. Spitalizarea este obligatorie, iar perfuziile sunt recomandabile. Există o probabilitate însemnată de deces, dependentă de starea generală de sănătate, de măsurile profilactice luate înainte de iradiere ca și de tratamentul ulterior.
Peste 5 Gy; în acest caz supraviețuirea devine o problemă, funcție de mai mulți factori (starea de sănătate, omogenitatea repartizării dozei). Spitalizarea este obligatorie, dar alegerea tratamentului este dificilă. Doze absorbite între 10 și 50 Gy conduc în general la deces în a doua săptămână după iradiere, datorită afectării sistemului gastrointestinal și a plămânilor. Peste 50 Gy decesul se produce în 2 zile prin disfuncționalitatea sistemului cerebrovascular și neurologic.
Este important să se cunoască doza la care probabilitatea de deces are o valoare precizată. Se definește doza letală DLp/T ca doza care determină o probabilitate p (procente) de deces în timpul T (zile) de la iradiere. Astfel, DL50/60 este doza care determină decesul a 50% dintre cei iradiați în termen de 60 zile de la data iradierii, cauza principală de deces fiind vătămarea măduvei osoase. Valoarea dozei DL50/60 la om este în jur de 3,5 Gy (spre comparare, valorile pentru microorganisme sunt de ordinul câtorva mii de Gy, pentru insecte de sute de Gy). Semnificația valorii DL50/60 este statistică și trebuie aplicată cu precauție.
În afara efectelor care afectează funcționarea globală a organismului, iradierea poate conduce la apariția unor îmbolnăviri ale diferitelor țesuturi și organe iradiate separat. În cazul unei iradieri neuniforme, efectele depind de ponderea iradierii diferitelor organe.
Dacă aceeași doză totală este absorbită ca urmare a unor expuneri de intensitate mai mică, distribuite într-un interval de timp lung, efectele sunt în general mai mici decât cele în cazul unei singure expuneri foarte intense, realizate într-un timp scurt. Prin urmare, efectele iradierii depind nu numai de doza absorbită, ci și de debitul doezi, definit prin relația:
(1.22)
ECHIVALENTUL DE DOZĂ. La aceeași doză absorbită, particulele alfa determină o deteriorare mult mai intensă decât radiațiile gama, deoarece în primul caz întreaga energie cedată este distribuită de-a lungul unui parcurs foarte scurt. De exemplu, șansa de deteriorare a ambelor lanțuri a unei molecule de ADN este mai mare în cazul particulelor alfa; în consecință, probabilitatea de refacere a moleculei de ADN este mai mică în cazul particulelor alfa decât în cazul radiațiilor gama. Deci la acceași doză absorbită în același organ efectul biologic depinde de natura și energia radiațiilor; eficacitatea biologică a diferitelor radiații este diferită.
Factorul de calitate Q al unei radiații cu o energie dată măsoară capacitatea acestei radiații de a produce ionizări (și implicit, de a produce efecte biologice). Produsul dintre factorul de calitate și doza absorbită definește echivalentul de doză H, care permite, în anumite condiții, evaluarea dozelor care produc același efect biologic indiferent de natura și energia radiațiilor implicate.
H = D·Q (1.23)
Unitatea de măsură a echivalentului de doză este Sievert (Sv): 1 Sv = 1 J/kg
Se mai folosește, ca unitate de măsură tolerată, 1 rem = 0,01 Sv
Valorile factorului de calitate Q au fost stabilite în funcție de L, energia transferată pe unitatea de parcurs la propagarea radiației respective în apă. Deși L este funcție de energia radiațiilor, în multe situații, datorită necunoașterii distribuției exacte a dozei absorbite în țesut în funcție de L, se utilizează valori medii ale factorului de calitate. În acord cu recomandările ICRP 26 din 1977 [36], în Standardele de bază de radioprotecție elaborate de IFA (Anexa 1) în 1991 [37] sunt adoptate următoarele valori medii (tabelul 1.1):
Tabelul nr. 1.1
Valorile factorului de calitate Q pentru diferite tipuri de radiații [37]
Publicația ICRP 60 din 1990 [38] include valori revizuite (în special pentru neutroni) ale factorilor de pondere ale diferitelor radiații (tabelul 1.2).
Tabelul nr. 1.2
Valorile factorilor de pondere ai diferitelor radiații, conform [38]
Trebuie subliniat că valorile factorului de calitate sunt obținute în ipoteza unor iradieri slabe. În consecință, echivalentul de doză este util în scopul evaluării riscurilor efectelor stocastice, întârziate, ale radiațiilor, dar este nerelevant în cazul efectelor imediate ale iradierilor slabe. Astfel, dacă un anumit organ primește un același echivalent de doză H probabilitatea de a produce un cancer fatal al acelui organ este aceeași, indiferent dacă iradierea s-a produs cu particule alfa, cu radiații gama sau cu electroni.
Pentru a descrie variația în timp a echivalentului de doză încasat se definește debitul echivalentului de doză: (1.24)
ECHIVALENTUL DE DOZĂ EFECTIV. Iradierea diferitelor țesuturi sau organe conduce la efecte dependente de țesutul iradiat, efecte care în general sunt greu de comparat sau de echivalat între ele. Există însă un efect, și anume cancerul fatal, care are aceeași consecință (decesul individului), indiferent de organul iradiat. Relativ la un deces prin cancer, e prea puțin important dacă organul afectat a fost plămânul sau alt organ. Prin urmare, din punctul de vedere al probabilității de producere a cancerului fatatl are sens echivalarea iradierii diferitelor organe sau țesuturi, iradiere care să conducă la aceeași probabilitate de cancer fatal.
Riscul de producere a unui cancer fatal pentru același echivalent de doză H depinde de organul iradiat. Acest risc nu poate fi calculat prin studii teoretice, ci are la bază observațiile efectuate, în primul rând asupra supraviețuitorilor bombardamentelor atomice de la Hiroshima și Nagasaki. Explozia bombelor atomice a determinat o iradiere a întregului organism, cu o distribuție aproximativ uniformă a dozei, pentru un număr mare de indivizi. Starea de sănătate a acestora a fost monitorizată amănunțit în decursul timpului. Analiza consecințelor bombardamentelor permite să se determine care este probabilitatea de producere a cancerului fatal în funcție de doza absorbită. Iradierea în cazul bombardamentelor a fost uniformă (realizată prin radiații gama și neutroni), dar este de interes să se poată determina care este probabilitatea de producere a cancerului fatal și în cazul unor distribuții neuniforme ale dozelor (astfel de distribuții se realizează de exemplu în cazul contaminării interne cu radionuclizi).
În cazul lotului studiat la Hiroshima și Nagasaki s-a constatat de exemplu că numărul deceselor prin cancer pulmonar este de aproximativ 4 ori mai mare decât numărul deceselor prin cancer tiroidian, deși doza absorbită de ambele organe a fost aceeași. Din numărul total de decese prin cancer, decesele prin cancer pulmonar au o pondere wp, mai mare decât ponderea wt a deceselor prin cancer tiroidian. Este natural să se presupună că dacă doar plămânul ar fi fost iradiat atunci probabilitatea de producere a cancerului fatal ar fi fost egală cu wp înmulțit cu probabilitatea de producere a cancerului fatal la iradierea cu aceeași doză a întregului organism. Dacă se acceptă ipoteza relației liniare, fără prag, între probabilitatea de producere a cancerului fatal și echivalentul de doză absorbit, atunci s-ar obține aceeași probabilitate de producerea cancerelor fatale la iradierea cu un echivalent de doză Hp doar a plămânului, ca și la iradierea cu un echivalent de doză wp·Hp a întregului organism; în primul caz toate cancerele s-ar produce la plămân, în al doilea s-ar produce cu diferite ponderi la diferite organe, dar acest lucru este prea puțin important. Raționând la fel pentru toate organele iradiate, rezultă că o distribuție neuniformă a echivalentului de doză Hi la diferite organe i are același efect global ca un echivalent de doză HE la iradierea neuniformă a întregului organism, dacă HE este definit prin relația:
(1.25)
în care wi reprezintă ponderea corespunzătoare organului i.
Mărimea HE definită prin ecuația precedentă se numește echivalentul de doză efectiv, notat prescurtat EDE. La o aceeași valoare a echivalentului de doză efectiv, probabilitatea efectelor stocastice este aceeași, indiferent de modul de repartizare al iradierii diferitelor organe individuale. Unitatea de măsură a echivalentului de doză efectiv este de asemenea Sievertul.
Publicația [36], care stă la baza normelor de radioprotecție în vigoare în multe țări, recomandă anumite valori pentru factorii de pondere wi. Recomandările ICRP sunt indicate în tabelul 1.3 și se referă, pe lângă cancerele fatale, și la efectele genetice grave manifestate la primele două generații de descendenți ai persoanei iradiate.
Tabelul nr. 1.3
Valorile factorilor de pondere pentru diferite țesuturi [36]
În aceeași publicație sunt indicați și factorii de risc pentru diferite organe. De exemplu, pentru plămâni, riscul de cancer fatal este de 1 la 500 Sv-1, adică dacă 500 de indivizi încasează un echivalent de doză de 1 Sv la plămîni, atunci în medie unul dintre aceștia va contracta un cancer pulmonar fatal. Factorii de risc au semnificație doar dacă se acceptă ipoteza relației liniare, fărăr prag, între probabilitatea efectelor și echivalentul de doză efectiv.
Este de asemenea important de precizat că valorile din tabel sunt valori mediate pe grupul de persoane iradiate (conținând copii, adulți, bătrâni, de ambele sexe). O analiză diferențială pune în evidență faptul că factorul de risc depinde de vârstă, sex, de starea de sănătate generală, de acțiunea simultană a unor factori agravanți; în general, factorul de risc este mai mare în acele cazuri în care activitatea de multiplicare celulară este mai intensă.
Pentru a descrie variația în timp a ecivalentului de doză efectiv se definește debitul echivalentului de doză efectiv: (1.26)
ECHIVALENTUL DE DOZĂ EFECTIV COLECTIV. În cazul în care un grup de indivizi dintr-o populație dată este iradiat este important să se determine numărul de indivizi asupra cărora se vor manifesta efectele stocastice ale iradierii. Dacă se acceptă ipoteza relației liniare, fără prag, pentru fiecare individ probabilitatea efectului respectiv este egală cu factorul de roisc, constant, înmulțit cu echivalentul de doză efectiv. În consecință, numărul mediu de efecte care se vor produce este egal cu factorul de risc înmulțit cu suma valorilor echivalentului de doză efectiv pentru toți indivizii iradiați. În acest context este utilă definirea echivalentului de doză efectiv colectiv SE prin relația:
(1.27)
în care HE,i este echivalentul de doză efectoiv pentru individul i din grupul considerat. Numărul mediu de efecte stocastice care se vor produce este egal cu produsul dintre factorul de risc și SE.
Echivalentul de doză efectiv colectiv se măsoară în Sievert om (Sv·om). Numărul de efecte stoocastice așteptate pentru o populație iradiată nu depinde separat de numărul de indivizi și de echivalentul de doză efectiv individual, ci doar de valoarea SE. De exepmu, în cazul unei populații de 2·107 oameni și a unui debit al echivalentului de doză efectiv de 1 mSv pe an, valoarea SE este de 2·104 Sv·om; numărul de decese de cancer așteptate pe an este același pentru o populație de 107 oameni, care încasează un debit al echivalentului de doză efectiv de 2 mSv pe an; evident, în al doilea caz probabilitatea ca un individ să moară de cancer este dublă față de primul caz, dar numărul total de decese este același.
În momentul de față estimarea numărului de decese cauzate de iradiere pentru o populație dată supusă unei iradieri slabe păstrează un anumit grad de incertitudine. Aceasta este legată mai ales de extrapolarea riscului determinat pe baza studiilor efectuate la doze mari și debite de doză mari (cazul Hiroshima sau Nagasaki) pentru situația dozelor mici și a debitelor de doză mici. Această extrapolare se poate realiza în mod riguros doar în ipoteza că relația dintre probabilitatea efectelor stocastice și echivalentul de doză efectiv este liniară, fără prag. Adoptarea acestei ipoteze corespunde unui punct de vedere prudent, acceptat de ICRP, și simplifică estimarea numărului de efecte așteptate într-un grup dat, pe baza echivalentului de doză colectiv. Pe de altă parte, un număr însemnat de specialiști consideră că această ipoteză nu este corectă în cazul dozelor mici și debitelor de doză mici; între argumentele invocate de aceștia este constatarea faptului că populații care trăiesc în zone cu un fond natural de radiații ridicat nu prezintă o incidență a cancerului în proporția prezisă de ipoteza relației liniare, fără prag.
VALORI TIPICE ALE DOZELOR. Valoarea estimată a echivalentului de doză efectiv, mediat pe întreaga planetă, este de 2,4 mSv/an (Raportul UNSCEAR din 1988 [39] și 1993 [40]; UNSCEAR (Anexa 1)). Din această valoare, 1,1 mSv/an se datorează radonului (222Rn) și descendenților săi cu timp de înjumătățire scurt, 0,16 toronului (220Rn) și descendenților acestuia, 0,35 mSv/an radiației cosmice și 0,33 mSv/an 40K (tabelul 1.4).
Tabelul nr. 1.4
Echivalentul de doză efectiv (mSv/an) mediu pe întreaga populație – Iradiere naturală ([39])
Estimarea echivalentului de doză efectiv pentru țara noastră [41] conduce la valori apropiate de cele corespunzătoare întregii populații a planetei. Astfel, contribuția radiației cosmice este de 0,28 mSv/an (0,25 mSv/an din partea componentei ionizante direct, 0,03 din partea neutronilor), a iradierii gama externe de 0,46 mSv/an, a radonului și toronului (împreună cu descendenții) de 1,2 mSv/an în zone urbane și 1,4 mSv/an în zone rurale, iar contribuția iradierii interne datorată altor radionuclizi este de 0,23 mSv/an.
În ceea ce privește iradierea artificială, la doza anuală medie pentru întreaga populație a planetei cea mai mare contribuție o aduce în prezent expunerea medicală; 90-95% din doza asociată este încasată prin radiografii și radioscopii. Urmează apoi iradierea produsă de radionuclizii cu timp de viață relativ lung dispersați pe întreaga planetă ca urmare a testelor armelor nucleare efectuate în special până în 1962; contribuția cea mai mare pentru populația actuală provine de la 90Sr și 137Cs, dar pe termen lung este mai important 14C, care va afecta și generațiile următoare. Expunerea populației rezultată ca urmare a activităților din energetica nucleară este mult mai mică (tabelul 1.5).
Tabelul nr. 1.5
Valoarea individuală a echivalentului de doză efectiv în prezent (mSv/an) provenind de la diferite surse (extras din UNSCEAR [39])
Coloana a treia din tabelul 1.5 prezintă valorile tipice ale dozelor pe un individ expus; coloana a doua se obține împărțind echivalentul de doză efectiv colectiv cauzat de sursa dată la numărul de indivizi din întreaga populație.
O ultimă sursă de iradiere, neinclusă în tabelul de mai sus este reprezentată de accidentele de la centralele nucleare. De fapt singurul accident relevant pentru doza de iradiere a populației a fost accidentul de la Cernobâl (aprilie 1986). În primul an de la accident, contribuția acestuia la echivalentul de doză efectiv a fost estimată la 0,77 mSv în Bulgaria, 0,68 mSv în Austria, 0,6 mSv în România și Grecia, 0,57 mSv în Finlanda etc. Echivalentul de doză efectiv colectiv care se așteaptă a fi încasat în decursul timpului (mărime numită angajarea echivalentului de doză efectiv colectiv) este estimat la valoarea de 600000 Sv·om, din care 40% în Comunitatea Statelor Independente, 57% în restul Europei și 3% în restul emisferei nordice.
Cap. 2. SURSE NATURALE DE RADIAȚII ȘI CIRCUITUL IZOTOPILOR RADIOACTIVI NATURALI ÎN MEDIU
După originea lor, izotopii radioactivi naturali (IRN) sunt de două tipuri: izotopi radioactivi naturali de origine terestră și izotopi radioactivi naturali de origine cosmogenă.
2.1. RADIONUCLIZI NATURALI DE ORIGINE TERESTRĂ
În categoria IRN de origine terestră 42 intră acei izotopi care s-au format odată cu toate celelalte elemente chimice de pe Pǎmânt. Deși sunt radioactivi nu s-au dezintegrat integral deoarece acești izotopi au perioada de înjumătățire T1/2 foarte mare, comparabilă (sau chiar mai mare) cu vârsta Pământului, care este estimată la aproximativ 109 ani.
Viteza lor de dezintegrare fiind foarte mică rezervele inițiale de astfel de IRN s-au redus, dar nu s-au epuizat. Astfel, ei sunt și astăzi prezenți pe planetă, fiind răspândiți în diversele componente ale mediului, în concentrații variabile dar încă măsurabile, în atmosferă, sol, ape, organisme vii, etc.
Sursa primară terestră a acestor IRN o constituie scoarța terestră sau, mai exact, rocile stâncoase de unde, prin erodare și transport (eolian și acvatic), sunt continuu antrenați spre alte zone ale planetei și intră în marele circuit al IR din biosferă.
IRN cu cea mai mare contribuție la radioactivitatea naturală a mediului sunt: 235U, 238U și 232Th, care sunt capi de serie pentru trei serii radioactive naturale, și încă doi IR cu răspândire mare în mediu: 40K și 87Rb. De asemenea, există încă o grupă foarte numeroasă de IRN a căror contribuție globală la radioactivitatea mediului este mai mică decât a celor cinci IRN enumerați mai sus. Cauza acestei radioactivități slabe o constituie fie concentrația foarte mică în scoarță a IR, fie perioada lor de înjumătățire extrem de mare ( 109 ani).
În categoria IRN de origine terestră intră o serie de IR rezultați din dezintegrarea în lanț cu formarea de serii radioactive ale izotopilor 235U, 238U și 232Th. Concentrațiile actuale ale fiecăruia dintre acești IRN în scoarța terestră sunt condiționate de concentrațiile capului de serie corespunzător fiecărui izotop radioactiv, de viteza sa de producere prin dezintegrările succesive ce au loc de la capul de serie și de viteza sa de dezintegrare 43. Acești IRN secundari dau o contribuție importantă la radioactivitatea naturală a mediului.
În tabelul 2.1 sunt date concentrațiile medii ale celor mai importanți IRN din scoarța terestră, abundența lor izotopică în elementul chimic, precum și câteva caracteristici ale dezintegrării lor radioactive:
Tabelul nr. 2.1
Concentrațiile principalilor IRN în scoarța Pământului și câteva caracteristici radionuclidice
2.2. RADIONUCLIZI NATURALI DE ORIGINE COSMOGENĂ
Mecanismul de apariție a IRN de origine cosmogenă 42,44 este legat de faptul că radiațiile cosmice ajunse în atmosferă interacționează cu nucleele atomice și formează un număr mare de neutroni. Neutronii participă la reacții nucleare cu azotul, oxigenul și alte elemente din atmosferă, formând IR relativ ușori în aer.
Astfel, o reacție cu cel mai mare randament este captura neutronului (n) de către atomul de azot:
(2.1)
la care randamentul de producere a izotopului radioactiv 14C este de aproximativ 100 nuclee/(minut1 kg aer).
Un alt mecanism de producere a IRN este cel al reacțiilor nucleare produse de protonii din radiația cosmică cu nucleele din atmosferă. Izotopul radioactiv de beriliu este generat într-o astfel de reacție:
(2.2)
Într-o coloană de aer cu secțiunea de un cm2 se formează aproximativ 3000 atomi de 7Be în 24 de ore.
Alte nuclee radioactive se formează în urma fisiunii nucleelor atomilor atmosferici sub acțiunea radiației cosmice, ca în cazul izotopopului sulfului 35S, sau prin reacții de captură ale miuonilor, ca în cazul izotopului clorului 39Cl:
(2.3)
Tabelul nr. 2.2
Perioadele de înjumătățire ale unor IRN de origine cosmogenă
IR de origine cosmogenă au perioade de înjumătățire relativ scurte, după cum se observă în tabelul de mai sus și ei sunt generați continuu și se dezintegrează continuu, contribuind la ,,radioactivitatea naturală’’ a atmosferei, deci și la iradierea populației de pe Pământ.
Calculele arată că prin interacțiunea radiației cosmice cu azotul din atmosferă se formează anual o cantitate de 14C egală cu 10 kg, iar cantitatea totală de 14C din atmosferă este de circa 80 tone. Numărul de atomi de 14C care se formează într-o coloană atmosferică cu aria de un cm2 în timp de o secundă este i=2,6 atomi/cm2secundă. Evaluarea cantității de 14C produsă într-un an s-a făcut admițând că există un echilibru între viteza cu care se produce acest IR și viteza sa de dispariție:
(2.4)
S = suprafața Pământului (S = 5,11018 cm2)
C = constanta de dezintegrare a 14C
2.3. RADIONUCLIZI CU IMPORTANȚĂ BIOLOGICĂ
2.3.1. RADIONUCLIDUL POTASIU 40K are două moduri de dezintegrare: – și captura electronică (CE), însoțită și de emisie de raze :
Din rapoartele concentrațiilor 40K și a descendenților săi C(40K)/C(40Ca) și respectiv C(40K)/C(40Ar) s-a determinat vârsta scoarței Pământului (egală cu 5109 ani în primul caz și cu 5,3109 ani în cel de-al doilea. Potasiul este un element chimic alcalin fără de care nu poate exista viața plantelor și animalelor. Conținutul de potasiu în plante variază între 3 6 %, în funcție de tipul plantei. La animale și la om, potasiul se concentrează în mușchi și mai mult în perioada când aceștia sunt în acțiune decât în cea de repaus.
Conținutul de potasiu într-un organism viu depinde de vârsta organismului. În perioada tânără, când organismul este în creștere (organismul plantei, al animalului sau al omului), concentrația de potasiu este mai mare decât în perioada în care organismul a îmbătrânit. La plante se observă o diferență de concentrație a potasiului pentru diversele ei părți: părțile tinere conțin mai mult potasiu decât părțile bătrâne. În corpul omului adult, conținutul de potasiu este de aproximativ 0,2%. Cunoscând concentrația de potasiu natural în organismul uman (CK = 0,2%) și abundența izotopică a 40K, se poate estima contribuția acestui izotop la radioactivitatea unui om adult cu masa M = 70 kg. Se calculează mai întâi activitatea specifică S pentru un gram de 40K:
Corpul uman cu masa M = 70 kg ce conține cca 160 g potasiu natural ceea ce corespunde la o cantitate de 40K egală cu
m = 1601,1910-4 = 1,910-2 g (40K)
Activitatea a corpului uman cu masa M = 70 kg va fi:
= mS = 4,6103 Bq
Datorită izotopului radioactiv natural 40K pe care orice organism viu (de la cel mai simplu până la cel mai complex) îl acumulează în anumite proporții, organismul respectiv este caracterizat de o radioactivitate naturală proprie, caracterizată prin activitatea S (40K) sau prin activitatea globală (40K) a întregului corp, generată de izotopul 40K. Activitatea generată de izotopul 40K poate fi determinată măsurând fie radiațiile , fie radiațiile emise de eșantioane (preferabil de la plante sau animale), fie de întregul corp în cazul omului.
Concentrația de 40K în corpul uman este mult mai mare decât cea existentă în factorii de mediu (aer, apă, sol), deci și activitatea specifică medie a corpului uman generată de 40K (s 57 Bq/kg) este mai mare decât cea a factorilor de mediu. S-a estimat că echivalentul de doză efectiv (EDE) anual pentru un om adult, datorat iradierii interne cu 40K, ajunge până la 165 Sv/an.
2.3.2. RADIONUCLIDUL RUBIDIU 87Rb. Rubidiul este un element alcalin, cu proprietăți asemănătoare cu cele ale potasiului. Izotopul se dezintegrează – (E = 0,272 MeV) și trece în .
Rubidiul nu formează minerale proprii, dar tinde să înlocuiască potasiul în mineralele de potasiu și cesiul în mineralele de cesiu. Perioada de înjumătățire a izotopului radioactiv natural 87Rb este mult mai mare decât timpul geologic. În timpul întregii istorii a scoarței Pământului s-a dezintegrat o parte infimă din el. Dezintegrarea – a 87Rb în 87Sr se folosește cu succes la determinarea vârstei mineralelor. Se presupune că aproximativ 0,51% din stronțiul stabil din scoarța Pământului este de origine radiogenă.
Rubidiul are proprietăți chimice asemănătoare cu cele ale potasiului. Se poate deduce de aici că rolul biologic și caracterul distribuției lui în organism sunt identice cu cele ale potasiului. Totuși, între Rb și K s-au observat și fenomene de antagonism ionic, de unde apare efectul benefic al potasiului la otrăvirea animalelor cu doze mari de Rb. Rubidiul se acumulează în special în țesutul muscular și în cantități mai mici în alte organe și țesuturi. Conținutul de Rb (și deci a IRN) este mai mare în mușchii de la aripile păsărilor decât în mușchii animalelor, în mușchii bărbaților decât în mușchii femeilor (în medie!).
Activitatea totală a corpului omenesc adult cu masa M = 70 kg generată de 87Rb este estimată la:
(2.9)
2.3.3. RADIONUCLIDUL CARBON NATURAL 14C. Carbonul natural conține doi izotopi stabili: 12C (98,89%) și 13C (1,11%) și extrem de puțin din izotopul radioactiv 14C(1,810-10%).
Importanța carbonului în dezvoltarea vieții organice este esențială: el reprezintă componenta de bază a celor mai importante formațiuni structurale ale plantelor și animalelor și joacă un rol de frunte în procesele de schimb.
Astfel, un gram de carbon natural are activitatea specifică s (C) = 0,02 Bq generată de 14C.
Izotopul 14C se dezintegrează – cu E=0,155 MeV și trece în .
Izotopul 14C format în straturile superioare ale atmosferei se combină cu oxigenul și formează bioxidul de carbon 14CO2 care intră în circuitul geochimic obișnuit al carbonului. Atmosfera este rezervorul de 14C. Plantele absorb carbonul (deci și 14C) din aer prin asimilație, omul și animalele și-l însușesc prin hrana vegetală și apă. Astfel, 14C intră în structura materiei vii, cu aceeași abundență izotopică în elementul chimic carbon care există și în carbonul atmosferic și care este rezultatul echilibrului dintre viteza de producere și de dispariție a acestui izotop.
În corpul omului matur, carbonul reprezintă numai 18% din greutatea totală și, pentru un individ cu masa M = 70 kg, activitatea totală a corpului generată de izotopul radioactiv natural 14C este:
(2.10)
Activitatea specifică generată de 14C variază de la o specie la alta, iar în limitele unui organism (la om, de exemplu) variază de la un organ la altul, după cum variază și concentrația elementului carbon în organul respectiv.
Deoarece izotopul radioactiv 14C se formează în atmosferă și este asimilat de substanța organică, el servește pentru determinarea vârstei unor descoperiri arheologice. Metoda se bazează pe ipoteza că, pe perioade mari de timp, abundența 14C în atmosferă a rămas neschimbată și pe faptul că, în orice organism viu abundența izotopică a 14C este aceeași, datorită schimbului permanent cu carbonul din atmosferă. Odată ce organismul (plantă, animal, om) moare, schimbul cu atmosfera încetează și conținutul de 14C al unei probe de lemn dintr-o relicvă diferă de activitatea specifică a unei probe de lemn proaspăt tăiat, după legea:
(2.11) unde tv este vârsta relicvei
Trebuie remarcat însă faptul că, de-a lungul vremurilor, concentrația de 14C în atmosferă a suferit mici oscilații, puse în evidență prin compararea vârstelor unor obiecte determinate cu 14C și apoi cu alte metode radioactive. Aceste oscilații se explică prin schimbarea câmpului magnetic terestru, schimbare care a produs modificarea fluxului de radiație cosmică și deci viteza de formare a 14C în atmosferă.
O anumită micșorare a concentrației de 14C în ultimul secol se explică prin dezvoltarea industriei și crearea marilor orașe care au impus un consum intens de combustibili fosili (petrol, cărbune). Ca rezultat, în aer au pătruns mari cantități de CO2 sărăcit în 14C datorită dezintegrării radioactive.
2.3.4. RADIONUCLIDUL TRITIU . Izotopul radioactiv al hidrogenului, este de origine cosmogenă și este produs în urma interacției radiațiilor cosmice (în special neutroni și protoni) cu atomii din atmosferă (azot sau oxigen). Radiațiile corpusculare solare contribuie de asemenea la producerea tritiului prin interacții cu aerul atmosferic. Se dezintegrează – cu E = 18 keV, are perioada de înjumătățire T1/2 = 12,26 ani și nu emite raze .
Randamentul de formare a tritiului sub acțiunea radiației cosmice este de ordinul (0,20,4) atomi/cm2s. S-a evaluat cantitatea totală de tritiu de origine cosmogenă din atmosferă, care nu depășește un kg, iar în întreaga biosferă nu depășește două kg. În substanță, tritiul este greu de identificat datorită concentrației foarte mici. În schimb, precipitațiile atmosferice sunt mai bogate în acest izotop.
Concentrația tritiului în diverse ape ale Terrei (apa de ploaie, apa râurilor, a mărilor și oceanelor, etc.) variază între (0,48)10-8 atomi de tritiu la un atom de hidrogen.
Hidrogenul este o componentă de bază a organismelor vii care-l asimilează în special prin consumul de apă. Izotopul său radioactiv (tritiul) are același rol biologic ca și izotopii stabili ai hidrogenului și . Dar, ca și în cazul izotopului , concentrații mari de tritiu în apă dau o toxicitate chimică pentru organismul uman.
Radiațiile emise de tritiu au o energie extrem de redusă ( 18 keV), deci tritiul are o toxicitate radioactivă moderată.
Radioactivitatea corpului omenesc condiționată de prezența tritiului este evaluată pentru un om standard cu masa M = 70 kg, ca fiind:
om(3H) 10-10 Ci = 3,7 Bq (2.12)
2.3.5. RADIONUCLIDUL 48Ca. Calciul este un element chimic destul de răspândit în natură. Izotopul 48Ca cu abundența sa izotopică destul de mare (10,18%) este de asemenea prezent în cantități relativ mari în mediu. El suferă o dezintegrare – cu E=0,281 MeV și o dezintegrare – (- dublă, fără neutrino), cu energia de dezintegrare de 4,27 MeV, având o perioadă de înjumătățire foarte mare.
În natură, calciul se întâlnește mai ales sub formă de carbonați, sulfați sau fosfați de calciu.
Calciul este un element chimic absolut necesar proceselor normale ale vieții. La om, calciul este o componentă de bază pentru sistemul osos, dar este conținut și în alte țesuturi și lichide din organism. Conținutul total de calciu în corpul omenesc este de 1,5%, astfel că, un om standard cu masa de 70 kg are în corpul său cam un kg de calciu, din care mai mult de 98% este în schelet. Un om adult are nevoie zilnic de 0,71,1 g Ca. Organismele în creștere și femeile care alăptează au nevoie de cantități mai mari de calciu.
Omul, la fel ca și animalele, primește calciul din apă și hrană sub formă de compuși organici și minerali, iar plantele iau calciul din sol.
Radioactivitatea corpului uman standard datorită izotopului radioactiv natural 48Ca este foarte mică deoarece acest izotop are perioada de înjumătățire T1/2 foarte mare:
om(48Ca) = 710-13 Ci = 2,5910-2 Bq (2.13)
De asemenea, contribuția acestui izotop radioactiv la radioactivitatea biosferei este neglijabilă.
Cap. 3. RADONUL
3.1. CARACTERISTICI RADIONUCLIDICE ȘI RĂSPÂNDIREA ÎN NATURĂ
Elementul chimic radon face parte din grupa gazelor nobile cu reactivitate chimică extrem de redusă sau chiar total fără reactivitate chimică. Toți izotopii radonului (222Rn, 220Rn și 219Rn), numiți și emanații (Em), sunt radioactivi, având perioade de înjumătățire scurte, cea mai lungă fiind cea a 222Rn (T1/2=3,8 zile).
În natură, radonul este prezent acolo unde există elementele uraniu și thoriu, din a căror dezintegrare rezultă: în sol, în ape, în aer, în roci, etc. Fiind gaz nobil, radonul nu formează compuși chimici și nu interacționează cu nici un alt element.
Gazul radon, format prin dezintegrarea radiului (deci și a uraniului și a thoriului), are tendința de a migra chiar și la distanțe foarte mari spre aerul atmosferic. El ,,emană’’ din aerul acumulat în alveole, fisuri sau crăpături ale rocilor de munte, din aerul din sol, din apă, etc., fapt pentru care a primit numele de ,,emanație’’ (Em). Procesul de separare a radonului din roca-mamă depinde mult de temperatura mediului înconjurător, de umiditate și de structura mineralelor.
În medie, în aerul de la suprafața Pământului există un atom de radon într-un cm3 de aer. Raportul dintre cantitatea de radon (sau Em) eliberată în spațiul exterior într-un timp t și cantitatea totală de radon ce se formează în același timp t într-o probă ce conține radiu (sau uraniu și thoriu) se numește coeficient de emanare (CE).
Solurile au CE cuprinși între 1 și 99%, în funcție de factorii meteorologici și geochimici. În rocile de munte CE variază în limite mai restrânse: între 15 și 30% pentru rocile magmatice și între 10 și 25% pentru rocile sedimentare.
Migrarea radonului are loc în funcție de condițiile geochimice, fie sub formă de gaz, fie împreună cu apa. Solubilitatea radonului în apă este mai mare la temperaturi mai joase ale apei. La ora actuală, este stabilit că sursa radioactivă principală care dă radioactivitatea naturală a straturilor joase ale atmosferei o constituie radonul. Astfel, contribuția sa și a descendenților săi la radioactivitatea atmosferică este, în medie, de aproximativ (4 11)10-3 Bq/l. Există însă situații în care radonul se acumulează în aer în concentrații mult mai mari decât cele normale, datorită lipsei de ventilație (circulație) a aerului în locul respectiv sau a unui CE mai mare. Astfel, pe vârf de munte, aerul este mai pur din punct de vedere al conținutului de radon decât aerul din vale, care e mai slab circulat decât cel de pe vârf.
În locuințele cu pereți din beton, radonul este emanat continuu din pereți și se acumulează în aerul din încăperi în concentrații mai mari decât în aerul din afara locuinței, pentru că betonul și cimentul conțin în concentrații mai mari sau mai mici uraniu și thoriu. Se impune o foarte bună aerisire a încăperilor pentru a evita creșterea peste normal a radioactivității aerului. Apa de băut, apa de la baie, gazul metan, emană de asemenea radon și se impune o foarte bună aerisire după folosirea dușului la baie (apa pulverizată are CE mult mai mari decât apa dintr-un vas) sau a gazului metan (pentru gătit și încălzit).
În orice tip de mină (nu neaparat de uraniu), dacă nu există ventilație sau dacă e prost ventilată, au loc acumulări de radon cu mult peste normal. În plus, rocile sfărâmate au un CE mult mai mare decât roca masivă, deoarece crește suprafața de emanație. Acești factori fac ca radioactivitatea aerului din mină să ajungă la valori 103 104 Bq/l care sunt cu 5 6 ordine de mărime mai mari decât valoarea normală.
Radiotoxicitatea radonului este foarte mare, iar organul critic este plămânul. Inhalat în plămâni, radonul și descendenții săi (Po și Bi) emit particule și cu acțiune distructivă asupra țesuturilor vii. Așa se explică frecvența relativ mare a cancerului pulmonar la mineri, față de restul populației.
Produșii de dezintegrare ai radonului sunt metale grele radioactive (Po, Bi, Tl, Pb) cu perioade de înjumătățire mici. Prin dezintegrarea radonului în aerul din încăperi, produșii săi de dezintegrare se fixează pe aerosoli și se depun pe mobile, pe podea, pe pereți și pe orice alt obiect din încăpere.
Astfel, în absența unei ventilații, omul este supus și unei iradieri externe (, , ) datorită radonului și descendenților săi cu care se va afla în echilibru radioactiv.
La dozele interne absorbite de plămâni se adaugă dozele interne absorbite și de alte țesuturi, produșii de dezintegrare ai Rn și Tn reținuți în plămâni fiind antrenați de sânge în întreg organismul. Se știe că aproximativ 45% din radonul din organism este ,,spălat’’ din organele interne de către circuitul sanguin și eliminat din organism odată cu aerul expirat.
3.2. RADONUL ÎN DIFERIȚI FACTORI DE MEDIU
3.2.1. RADONUL ÎN ATMOSFERĂ
Radiul (226Ra) distribuit în sol și roci produce radon (222Rn) cu o viteză medie de 40 Bq/kg. Având în vedere puterea de emanație medie a crustei terestre (f=0,4), numai 16 Bq/kg de 222Rn sunt disponibili pentru a migra în sol. Cantitatea medie de radon acumulată în sol este de ordinul de mărime de 55 kBq/m3 pentru aerul din sol la o adâncime de sub 3m 45.
Măsurători efectuate pe raza municipiului Cluj-Napoca la adâncimea de 1m în cursul anului 1996 au dat o valoare medie de 50 kBq/m3 46. La suprafața sol-aer concentrația în sol este mult mai mică și anume de aproximativ 1 kBq/m3 iar concentrația în aer de 8 Bq/m3 la distanța de 1 m față de sol. Considerând coeficientul de difuzie al radonului în sol de 0,05 cm2/s, rezultă că la o adâncime de 1 m concentrația trebuie să fie dublă față de cea de la suprafață. În atmosferă, în condiții de staționaritate, ținând seama că în aer coeficientul de difuzie este de 5104 cm2/s, înălțimea la care concentrația de radon scade la jumătate este de 1000 m. Pentru thoron, valorile similare sunt de 1,5 cm adâncime și respectiv 14 cm înălțime.
Există o mare diferență între concentrația de radon din aerul continental și din cel maritim. Astfel, dacă în aerul continental se admite o valoare medie de 8 Bq/m3 la un metru de sol, în cel oceanic această valoare este de numai 0,04 Bq/m3. Aceste valori sunt în concordanță cu valori ale fluxului de 17 mBq/m2s pentru sol și de 0,1 mBq/m2s pentru mări și oceane. Diferența mare între concentrațiile de radon continental și maritim permite studiul mișcării maselor de aer continentale deasupra mărilor și al aerului oceanic deasupra continentelor 47.
Există, în cazul aerului continental, variații importante atât sezoniale cât și diurne. Încălzirea suprafeței solului în timpul zilei de la Soare și răcirea în timpul nopții prin radiație cauzează schimbări mari de temperatură în pătura de aer de la suprafața solului. Astfel, în timpul nopții, aerul rece va acumula radon provenit din sol și acesta va fi transportat în timpul zilei (dimineața), de către aerul cald, pe verticală. Ca și rezultat, apar variații relativ pronunțate ale radonului în aerul din vecinătatea solului reprezentate în figura 3.1:
Fig. 3.1. Variația diurnă a concentrației de radon din aer
Valoarea medie cea mai ridicată a fost găsită pentru luna noiembrie (10,7 Bq/m3) iar cea mai scăzută în luna mai (7,7 Bq/m3). Raportul dintre valoarea maximă și minimă în 24 ore a fost de 3,1, maximul apărând cu aproximativ o oră după răsăritul Soarelui, iar minimul cu o oră și jumătate înainte de apus. Aceste maxime sunt perturbate în zilele cu cer acoperit iar regimul pluviometric bogat poate estompa cu totul acest comportament 48. Viteza vântului poate juca de asemenea un rol important. O altă abatere importantă de la comportarea diurnă cu un maxim în 24h apare în regiunile muntoase (figura 3.2, unde în general apar în condiții normale (fără precipitații) două maxime 49.
Fig. 3.2 Variația diurnă a radonului din aer în regiuni muntoase
Primul maxim apare când radonul se acumulează deasupra solului în aerul rece înainte de răsăritul Soarelui iar al doilea apare seara, după apusul Soarelui, dar când încă există destulă căldură acumulată în suprafața rocilor pentru a produce curenți de aer în lungul pantelor, favorabili acumulării de radon.
În ceea ce privește variația anuală au fost efectuate măsurători sistematice și s-a stabilit că există o comportare periodică pentru emisfera nordică cu un maxim pentru luna martie-aprilie și un minim în luna octombrie-noiembrie. În figura 3.3 este prezentată această variație ca medii ale măsurătorilor efectuate pe parcursul a 5 ani (1983-1987) pentru regiunea New York – SUA 50.
Fig. 3.3. Variația anuală a concentrației de radon în aer
Pentru descendenții de viață scurtă ai radonului, maximul de concentrație în România s-a găsit în lunile reci de toamnă noiembrie-decembrie 51, figura 3.4.
Fig. 3.4. Concentrațiile descendenților radonului în România
Ca și concluzie, se poate afirma că, pentru atmosfera liberă, concentrația de radon din aer este puternic influențată de valoarea momentană și locală a fluxului de radon din sol cât și de mișcarea maselor de aer din atmosferă în directă legătură cu condițiile meteorologice.
O tratare analitică a problemei distribuției radonului în atmosfera liberă trebuie să țină seama de toți acești parametri.
3.2.2. RADONUL ÎN INTERIOARE (CLĂDIRI)
Omul își petrece în medie peste 75% din timp în atmosfera unor încăperi. În timp ce în atmosfera liberă, concentrația medie este de 8 Bq/m3, în locuințe și alte clădiri valorile sunt mai mari (12-300 Bq/m3) putând ajunge la valori foarte mari (câteva mii de Bq/m3). Tocmai aceste concentrații de interior și, în primul rând, cele mai mari și foarte mari fac obiectul unor programe naționale de radon în multe țări din lume. Se urmărește, în primul rând depistarea locuințelor și locurilor de muncă cu concentrații de radon sau descendenți peste o limită admisă (tolerată) și efectuarea unor lucrări și amenajări care să reducă la minimul posibil aceste valori. Aceasta deoarece, așa cum au arătat multe studii efectuate în mine de Uraniu, între riscul de cancer pulmonar și valorile crescute de radon există o legătură directă de proporționalitate.
Principala sursă de radon în interior este solul sau, mai corect spus, materialul existent sub și în jurul clădirii. Concentrațiile de 226Ra din sol pot varia în limite foarte largi (10-150 Bq/kg), valoarea medie fiind de 40 Bq/kg. Puterea de emanație este o măsură a cantității de radon (format prin dezintegrarea radiului) capabil să migreze în sol și este caracterizată prin coeficientul de emanație a cărui valoare este de 0,4.
Locul în care o clădire este plasată, adică concentrația de radiu din acel loc, caracteristicile locale ale solului precum și materialul care intră în fundamentul clădirii vor influența decisiv concentrația radonului de interior în clădiri. În solul obișnuit, lungimea de difuzie a radonului (distanța pe care difuzează acesta înainte de a se dezintegra) este în jur de 1,6 m, în timp ce pentru beton și cărămizi această lungime este de numai 0,1 m. Deci spărturile și crăpăturile în materialele de construcție sau neetanșeitățile din jurul țevilor vor constitui căile principale de acces ale radonului în clădire.
Între difuzia radonului și celelalte procese de transport datorate diferențelor de presiune trebuie făcută o distincție netă atunci când se abordează intrarea radonului în clădiri.
A doua sursă principală a radonului în locuințe este dată de materialul de construcție utilizat : lemn, cărămidă, beton, gips, țiglă, materiale plastice, materiale de izolație etc. Toate aceste materiale de construcție își au originea, în ultimă instanță, în crusta terestră și, de aceea, vor avea încorporate diferite substanțe radioactive naturale, în special uraniu, radiu și thoriu.
În tabelul nr. 3.1 este prezentat conținutul de radiu din diferitele materiale de construcție folosite 52.
Tabelul nr. 3.1
Conținutul de radiu al principalelor materiale de construcții Bq/kg
Gipsul și fosfogipsul folosite ca materiale de acoperire a pereților interiori pot aduce o contribuție semnificativă la radonul de interior datorită faptului că acesta poate difuza ușor înainte de a se dezintegra prin straturile subțiri de tencuială.
În România au fost determinate de asemenea concentrațiile radioactive din materialele de construcție, valorile acestora fiind date în tabelul nr. 3.2 :
Tabelul nr. 3.2
Concentrația radiului, thoriului și potasiului în materialele de construcție din România
Pe baza acestor concentrații, din tabelul de mai sus s-a putut calcula doza medie de iradiere datorită exhalării radonului și thoronului în locuințele din România, estimându-se 1,41 mSv pe an în mediul rural și 1,22 mSv pe an în mediul urban. Tot în acest scop a fost determinată concentrația descendenților radonului și thoronului prin filtrarea aerului și măsurători alfa globale la intervale precizate de timp.
3.2.3. MIGRAREA ȘI ACUMULAREA RADONULUI ÎN LOCUINȚE
3.2.3.1. Rolul difuziei
Considerând solul ca un material poros, omogen semiinfinit ca întindere, densitatea de flux datorată difuziei la suprafața pământului se poate calcula astfel 39 :
(3.1)
unde CRa este concentrația de 226Ra în Bq/kg, Rn este constanta de dezintegrare a radonului (2,110-6s-1), f este coeficientul de emanare, este densitatea mediului, De este coeficientul de difuzie efectiv iar este porozitatea materialului.
Cantitatea :
(3.2)
se mai numește și lungime de difuzie.
Pentru calculul fluxului generat de elementele de construcție : pereți, planșee, podele, acestea se pot considera de asemenea ca plăci infinite de grosime dată și în acest caz fluxul se poate calcula cu relația :
(3.3)
unde d este semigrosimea (în metri) elementului considerat iar celelalte simboluri semnifică aceleași mărimi ca pentru ecuația (3.1) însă specifice materialului dat. În tabelul nr. 9 sunt prezentate câteva caracteristici pentru sol și materialele de construcție necesare calculului fluxului de radon.
Deoarece difuzia este mecanismul principal de migrare a radonului la suprafața solului și în materialele de construcție, predominând față de transport, se poate calcula valoarea fluxului folosind valorile din tabelul 3.3. Considerând CRa = 40 Bq/kg, = 1600 kg/m3 și cu Rn din relația 3.3 rezultă pentru ID valoarea de 26 mBq/m2s mai mare puțin decât valoarea obținută din măsurători pe diferite tipuri de soluri, (16 mBq/m2s), dar destul de apropiată de valoarea măsurată pentru solurile din Australia și cele din Franța.
Valoarea calculată pentru flux depinde puternic de valoarea considerată pentru concentrația de 226Ra din sol care se obține ca o medie ponderată pentru diferite tipuri de soluri. Cu valoarea considerată mai sus (40 Bq/kg) se obține o cantitate Q = 27 mBq/m3s (viteza de producere în sol).
Tabel nr. 3.3
Caracteristici de bază pentru migrarea radonului în sol și materiale de construcție
În cazul materialelor de construcție, densitatea de flux datorită difuziei poate fi calculată prin înlocuirea valorilor corespunzătoare în ecuația (3.3). Considerând ca și valori medii : CRa=50 Bq/m3, f=0,1, De=10-8 m2/s, =0,15, =1600 kg/m3 pentru elemente cu grosimea de 0,2 m rezultă o valoare pentru fluxul ID de 1,5 mBq/m2s și o viteză de producere în material de 17 mBq/m3s. În timp ce rata de producere volumică este comparabilă cu cea din soluri, densitatea de flux este cu peste un ordin de mărime mai mică în cazul materialelor de construcție.
Rezultatele măsurătorilor experimentale asupra materialelor de construcție dau valori în acord cu calculele pentru betonul obisnuit și cărămizile din argilă obișnuită, dar apreciabil mai mici pentru gipsul natural 53. Aceste neconcordanțe se pot datora și faptului că în cadrul măsurătorilor pe probe de volum relativ mici și care au un raport suprafață/volum mult mai mare ca în realitate, se obțin valori evident mai mici cauzate de alimentarea mai mică cu atomi de radon proveniți din interiorul probei de material 54.
Aportul radonului provenit din sol și din pereții materialelor de construcție poate fi ilustrat pe o clădire model 39. Aceasta se consideră proiectată pentru o zonă temperată cu un volum de zidărie V=250 m3 și o arie a suprafeței care emite spre interior de S=450 m2. Pentru camerele închise se postulează o rată a schimbului de aer de 1h-1. Rata de intrare a radonului din pereți și plafon se poate atunci calcula cu relația :
V=3,6103SID/V (Bq/m3h) (3.4)
unde ID este dat de relația (3) și înlocuind o valoare de 10 Bq/m3h. Dacă podeaua nu are beton sau zidărie, considerând suprafața locuibilă a casei de SE=100 m2 și valoarea fluxului din relația (3.1) rezultă o rată de 37 Bq/m3h. O podea de beton sau zidărie considerând suprafața locuibilă a casei de SE = 100 m2 și valoarea fluxului din relația (3.1), rezultă o rată de 37 Bq/m3h. O podea de beton intactă de 20 cm grosime va reduce rata de intrare prin podea cu un ordin de mărime 55, adică la aproximativ 3 Bq/m3h, comparabilă cu contribuția dintr-un element de plafon sau perete.
Pe de altă parte, este clar că podelele nu pot fi absolut intacte și că găurile și crăpăturile facilitează mult intrarea radonului. Efectul acestor fisuri și crăpături s-a modelat matematic presupunând că la fiecare 1 m2 de podea corespund crăpături în suprafața echivalentă de 1 cm2 pentru o grosime a podelei de 0,2 m și un coeficient de difuziune de 510-7 m2/s pentru solul de dedesubt. În aceste condiții, rata de intrare a radonului este de aproximativ 20% din cea a solului neizolat, adică 7,5 Bq/m3h, și corespunde la o densitate de flux mediată pe toată podeaua de 5,2 mBq/m2s, așadar o concentrație de 1% în podea permite ca 20% din fluxul de radon din sol să pătrundă în interior.
3.2.3.2. Rolul convecției
Denumim convecție sau advecție transportul radonului din sol în clădire, datorat mișcării ansamblului de gaze din sol spre interior sau suprafață care la rândul ei este generată de diferențele de presiune ușor negative dintre aerul din interior și exterior. Vântul și încălzirea aerului din interiorul clădirii sunt principalii factori care produc această depresiune 52. Ventilația mecanică poate fi un al treilea factor care să cauzeze acest fenomen.
Vântul creează o depresiune interioară determinată de configurația clădirii și dependentă de pătratul vitezei. Pentru o briză ușoară diferența poate să fie de câțiva pascali. În acest caz aerul din exterior este introdus în interior prin spațiile libere de izolație sau prin solul de sub clădire care antrenează și radonul. Rapiditatea cu care o diferență de presiune este transmisă depinde de permeabilitatea solului și poate varia de la câteva secunde (pentru nisip) la săptămâni (pentru argilă).
Căldura creează de asemenea o diferență de presiune prin izolația clădirii, diferență proporțională cu gradientul de temperatură. Acest efect numit și efect de coș poate deci aduce aer bogat în radon din subsolul clădirii. Pentru o diferență de temperatură de 20oC diferența de presiune este de 1-2 pascali. Această diferență poate fi mai mare pentru zonele tropicale.
Efectul total al celor două mecanisme creează o diferență de aproximativ 5 Pa.
Pentru ca această diferență de presiune să ducă la un transport al aerului cu radon spre interior din subsolul clădirii, trebuie ca în podea să existe crăpături și neetanșeități.
Rezolvarea ecuației de transport pentru advecție folosește metoda diferențelor finite 56 unde în afară de diferența de presiune, un parametru foarte important este permeabilitatea solului de sub clădire care variază într-o plajă foarte largă, de la o valoare mică de 10-16 m2 pentru argilă fină la 10-8 m2 pentru pietrișul grosier 52.
Raportul dintre fluxul advectiv și fluxul difuziv variază de la valoarea 1 la permeabilități mici la valori de 10-20 pentru K = 10-10 m2 și scade din nou spre unitate la valori mari ale permeabilității.
În tabelul nr. 3.4 sunt prezentate caracteristicile de intrare în funcție de permeabilitatea diferită a solului subadiacent pentru o clădire (model) standard la o diferență de presiune de 5 Pa.
Tabel nr. 3.4
Densitatea de flux și rata de intrare datorată advecției, funcție de permeabilitate
Valorile din acest tabel date pentru transportul prin advecție se pot compara cu cele date pentru difuzie și anume 5,2 mBq/m2s pentru podea crăpată (1 cm2/1 m2) și de 26 mBq/m2s pentru solul neizolat.
Viteza de intrare a radonului prin advecție se calculează cu relația (4) înlocuind densitatea de flux prin difuzie cu cea prin advecție iar pentru suprafață punând valoarea pentru podea de 100 m2.
Ratele de intrare variază de la zero pentru o podea impermeabilă la 10 Bq/m3h la o podea crăpată pe sol de permeabilitate mică și până la 274 Bq/m3h pentru o podea neizolată de permeabilitate destul de mare. Scăderea ratelor de intrare la permeabilități mari se datorește sărăcirii radonului din solul de lângă pereții clădirii prin trecerea aerului proaspăt în cantitate mare.
Pentru un sol nisipos care are o permeabilitate de aproximativ 10-11 m2 și un coeficient de difuzie presupus anterior (tabelul 3.4) se observă că advecția domină difuzia ca modalitate de intrare a radonului din sol în clădiri. Dacă se cunoaște fracțiunea (R) din rata de intrare prin advecție a aerului din sol se poate calcula rata de intrare a radonului prin relația :
(3.5)
unde nv este numărul de schimbări de aer pe oră (h-1) iar celelalte mărimi reprezintă ca mai înainte aceleași caracteristici ale solului. Termenul din paranteză reprezintă concentrația de radon în echilibru cu radiul din sol, o valoare tipică medie fiind de 50 kBq/m3. Dacă R are valoarea de 0,02% și nv=1, se obține pentru o clădire de referință o valoare de 10 Bq/m3h comparabilă cu rata de intrare generată de materialele de construcție. Valori cu două ordine de mărime mai mari, pentru R, se pot realiza pentru podele din lemn așezate direct pe sol, caz în care rata de intrare este mult mai mare 57.
În concluzie, trebuie remarcat că intrarea prin advecție este strâns legată de configurația podelei iar estimările prin calcul sunt destul de incerte, detaliile structurale și natura umpluturii subadiacente făcând estimarea dificilă. Pentru podele suspendate este încă și mai dificil de efectuat un astfel de calcul și de aceea măsurătorile experimentale constituie singura cale de apreciere a acestei contribuții. Atunci când parametrii caracteristici migrării sunt cunoscuți, și când se ține seama de toți parametrii principali este posibil să estimăm în limita unor abateri rezonabile concentrația de radon de interior prin calcule teoretice. Oricum, ca idee principală, această concentrație a radonului de interior depinde în primul rând de concentrația de radon din sol și de densitatea de flux a exhalației de radon.
În figura 3.5 este prezentată legătura dintre radonul de interior și radonul din sol 58. Așa cum se observă pe această figură, măsurătorile efectuate de-a lungul unui an întreg în Finlanda evidențiază clar legătura directă dintre radonul din sol și cel din interiorul locuinței. Concentrația radonului din sol a fost măsurată în acest caz la o adâncime de 0,8 m.
Fig. 3.5. Legătura dintre radonul din sol și cel de interior
În cazurile în care advecția este mecanismul de transport care primează, între diferența de presiune dintre exterior și interior p (Pa) și concentrația din interior există de asemenea o proporționalitate directă așa cum este ilustrat in figura 3.6 pentru subsolul unei clădiri cu aerisirea închisă și respectiv deschisă.
Fig. 3.6. Dependența concentrației de radon în interior de diferența de presiune
Efectul deschiderii celor 2 geamuri (total 0,2 m2) la subsolul care ne-am referit mai sus conduce, așa cum se observă pe figura 3.6, la o reducere a depresiunii de la 1,5 Pa la valori de câteva zecimi de pascal, în timp ce concentrația de radon scade cu peste un ordin de mărime datorită scăderii drastice a fluxului advectiv din sol, condiționată pe de-o parte de reducerea diferenței de presiune iar pe de altă parte efectului de ventilație care crește fluxul ce intră înăuntru aducând aer necontaminat din exterior.
În condiții normale de folosire normală a unei locuințe, concentrația radonului din interior prezintă o variație puternică ca în figura 3.7.
Se observă că pe timpul nopții există o acumulare puternică de radon, cauzată de încetarea ventilației naturale (uși, geamuri), care odată cu reluarea activității după trezire se reduce aproape de 3 ori.
Fig. 3.7. Efectul aerisirii asupra fluxului advectiv de radon
Între fluxul de radon exhalat din sol la un moment dat și radonul ce se acumulează în interiorul clădirilor în acest interval există de asemenea o strânsă legătură 59, figura 3.8.
Fig. 3.8. Variația diurnă a radonului dintr-o încăpere folosită în condiții normale
Datele din tabelul nr. 3.5 și din fig. 3.9 arată o proporționalitate între aceste două mărimi atât pentru casa-studiu cât și pentru un grup de mai multe case din orașul Cluj-Napoca.
Tabelul nr. 3.5
Fluxul de radon (mBq/m2s) și concentrația de interior C (Bq/m3), februarie 1994.
Casă-studiu Cluj-Napoca
Fig. 3.9. Prezentarea schematică a casei-studiu
3.2.3.3. Rolul ventilației
Aerul proaspăt intră în clădire prin ușile și geamurile deschise, prin ventilație și prin spărturile nedorite din izolația casei. Aerul de afară aduce cu sine radon în concentrații mici. Concentrația medie a radonului în atmosfera joasă este de 6-8 Bq/m3, valoarea continentală în condiții de stabilitate este ceva mai mare, 10-12 Bq/m3, în timp ce pentru aerul marin concentrațiile sunt foarte mici. În Anglia, datorită influenței continue a maselor oceanice, valoarea medie este de 4 Bq/m3 la fel ca în Japonia. În unele regiuni din Franța s-au măsurat local valori mari până la 60 Bq/m3.
Dacă numărul de schimbări de aer este nv = 1 h-1, cu o concentrație exterioară de 10 Bq/m3, rata de intrare a radonului în clădire datorită ventilației este produsul celor două mărimi, adică 10 Bq/m3h, care se adună la celelalte rate datorate difuziei și advecției. Desigur, prin acest proces de ventilație există o rată de ieșire a radonului din locuințe care în regim staționar însumează toate ratele de intrare.
3.2.3.4. Transferul în apa menajeră
Apa ce alimentează clădirile poate transporta cantități destul de mari de radon în interiorul locuințelor. Alimentările obișnuite cu apă au o concentrație de radon de 3.000-7.000 Bq/m3 și, până la 98% din radonul conținut în apa de spălat vasele și cea folosită la dușuri poate scăpa în atmosfera interioară.
Cantități mai mici pot scăpa și de la utilizarea apelor în locuințe pentru alte scopuri 60, apreciindu-se că în medie, 2% din radonul de interior provine din alimentarea cu apă 61.
În figura 3.10 este reprezentată variația concentrației de radon în interiorul camerei de baie pe timpul efectuării unui duș.
Fig. 3.10. Variația concentrației de radon de interior pe timpul efectuării unui duș
Utilizarea apelor freatice și în special a celor de zăcământ (ape minerale și geotermale) în diferite scopuri: apă de masă, tratamente medicale, nevoi menajere, încălzit etc., poate aduce în unele cazuri cantități mari de radon în locuințe, deoarece aceste ape pot avea concentrații foarte mari de radon datorită contactului prelungit cu rocile din zăcământ sau al traseului parcurs 62. O situație specială în acest sens a apărut în România în municipiul Oradea unde o perioadă de mai mulți ani apa geotermală a fost folosită ca și apa caldă menajeră și pentru încălzitul apartamentelor în cartierul Nufărul fiind, la început, direct introdusă în circuitul caloriferelor la băi și dușuri. Radioactivitatea crescută în interiorul apartamentelor a făcut ca după 1980 căldura din aceste ape să fie transferată prin schimbătoare de căldură apei obișnuite care alimentează acum aceste locuințe. Un studiu efectuat recent 63 arată că Radiul-226 depus pe pereții conductelor în timpul cât instalațiile de apă au fost alimentate direct cu apa geotermală este o sursă suplimentară de radon pentru locuințe. Contribuția rezultată din măsurători pentru radonul de interior provenit pe această cale este de 20%. În figura 3.11 este prezentat spectrul gamma al unei astfel de depuneri din care se pot identifica foarte ușor principalele energii gamma emise de descendenții radonului.
Fig. 3.11. Spectrul depunerii de radiu pe conducte din cartierul Nufărul (Oradea)
3.2.3.5. Contribuția gazelor naturale
Sursele combustibile din crustă, precum gazele naturale, petrolul și cărbunii pot conține radon, respectiv radiu în cantități destul de mari.
Un studiu efectuat de Agenția de Protecție a Mediului din Statele Unite 63 a scos în evidență concentrații de gaz în domeniul 0,04-4 kBq/m3. În general, contribuția la radonul de interior provenit din gazele naturale este foarte mică și se poate neglija.
Contribuțiile diferitelor mecanisme de transport al radonului în interiorul locuințelor pentru o clădire standard sunt sumarizate în tabelul 3.6 pentru o clădire construită într-un mediu temperat.
Tabelul nr. 3.6
Contribuția mecanismelor de transport la radonul de interior (casă standard)
Din acest tabel se observă importanța relativă a diferitelor surse și mecanisme. Se observă că solul contribuie cu 56% la radonul de interior, în majoritate (41%), radonul fiind adus prin mecanismul de advecție forțată prin discontinuitățile din podea. Difuzia din materialele de construcție reprezintă o contribuție de aproximativ o cincime, la fel ca și procesul de ventilație, în timp ce ultimele două procese se pot neglija, având împreună mai puțin de 3%. Deci ca mecanism de intrare a radonului în clădiri cel mai important este advecția.
Pentru situațiile atipice (apartamente din blocuri înalte) contribuția solului va dispare virtual, rata de intrare se va înjumătăți cel puțin, procentajele modificându-se corespunzător.
Pentru o clădire cu dimensiuni similare cu cele ale modelului, dar nu din zidărie, ci din lemn, construită într-o zonă cu climă tropicală, se pot ajusta valorile din tabelul 3.6 pentru a obține contribuția globală. Astfel, difuzia din sol poate contribui cu 37 Bq/m3h deoarece planșeul de scânduri nu va împiedica apreciabil pătrunderea radonului. Difuzia din materialele de construcție dispare, iar procesul de advecție joacă de asemenea un rol mic, dispărând pentru o atmosferă calmă, pentru temperaturi echilibrate și ventilație puternică. Ventilația puternică poate contribui cu 20 Bq/m3h datorită faptului că nv = 2h-1, celelalte mecanisme rămânând de asemenea neimportante. Deci, în total, rata de intrare totală nu va diferi prea mult de cea din tabelul 3.6.
3.2.3.6. Contribuția thoronului
Există mai puține informații cu privire la ratele de intrare ale thoronului în locuințe. Deoarece precursorii 232Th pentru 220Rn, și respectiv 226Ra pentru 222Rn au activități aproape egale în sol și materiale de construcție, ratele cu care se produc cei doi izotopi sunt aproximativ egale. Fracția de emanație și coeficientul de difuzie este același, astfel că densitatea de flux difuzivă este proporțională cu rădăcina pătrată a constantelor de dezintegrare (0,0126 s-1 pentru thoron și 2,110-6 s-1 pentru radon) fiind deci de 77 de ori mai mare pentru thoron. Valoarea măsurată pentru thoron, de aproximativ 1 Bq/m2s în sol și 50 mBq/m2s pentru materialele de construcție, reflectă acest raport deși există un larg domeniu de variație 64. În ce privește advecția, densitatea de flux va fi aceeași pentru ambii izotopi, pentru aceleași condiții. În total, rata de intrare a thoronului într-o clădire cu pereți și podele nefinisate este posibil să o depășească pe cea a radonului. Totuși, datorită timpului său de înjumătățire mic (55 s), numai straturile superficiale ale pereților și podelelor contribuie la thoronul de interior. Acoperind pereții și podelele cu materiale plastice sau vopsele, rata de intrare a thoronului se va reduce cu cel puțin un ordin de mărime.
Concentrația de thoron din atmosfera liberă foarte aproape de suprafața pământului o depășește pe cea de radon. Pe măsură ce crește altitudinea, situația se inversează. Pentru înălțimea de 1,5 m se poate alege o valoare reprezentativă de 10 Bq/m3, aceeași cu cea pentru radon. În acest caz, rata de intrare în locuințe prin ventilație pentru nv = 1/h va fi tot de 10 Bq/m3h.
Rata de intrare a thoronului într-o clădire, datorată tuturor mecanismelor, se apreciază ca fiind similară cu cea a radonului, adică 50 Bq/m3h.
3.2.4. CONCENTRAȚIILE DE RADON DIN INTERIOR
Folosind expresia :
C=v/(nv + Rn) Bq/m3 (3.6)
este posibil a se calcula concentrația de radon de interior. Cu o rată de intrare de 49 Bq/m3h (tabelul 3.6) și nv = 2h-1 și Rn = 0,00756 h-1 valoarea obținută pentru concentrație este de 48,6 Bq/m3. Deci, rotunjit, ne putem aștepta la o concentrație medie de radon pentru clădirile din zidărie din zonele temperate de 50 Bq/m3 și de 30 Bq/m3 pentru clădirile de lemn din zonele tropicale. În cazul thoronului, deoarece constanta de dezintegrare este de 45 h-1, pentru aceeași rată de intrare se obține o concentrație de numai 1 Bq/m3. De notat că aceste concentrații de thoron sunt medii pentru toată clădirea și că din cauza timpului de înjumătățire mic al thoronului acesta poate prezenta gradienți mari, concentrația lângă perete putând fi mai mare ca în centru 65. Din cauza incertitudinilor mari în estimarea ratei de intrare a thoronului în clădiri este de dorit efectuarea unor măsurători experimentale directe.
3.2.4.1. Fracțiunea de echilibru și depunerea
Contribuția 222Rn și a 220Rn la dozele de radiație primite depinde nu numai de concentrația nuclizilor părinte ci și de gradul de echilibru al descendenților cu părinții. Produșii de descompunere de viață scurtă ai radonului și thoronului sunt izotopi ai poloniului, plumbului și bismutului. Acești ioni sau atomi există pentru puțin timp în stare liberă deoarece ei se vor atașa la particule de aerosoli sau se vor depune pe suprafața avută la dispoziție în incintă. În plus, acești descendenți pot fi reinjectați în atmosferă prin recul la dezintegrarea lor, mai ales în cazul dezintegrării alfa 66.
Fracția de echilibru este definită ca abaterea de la echilibru între radon și descendenții săi de viață scurtă prezenți în aer. La dezintegrarea radonului primii 4 descendenți sunt izotopii metalelor grele : poloniu, plumb și bismut cu perioade de înjumătățire scurte : 218Po (3,1 min), 214Pb (26,8 min), 214Bi (19,7 min) și 214Po (164 µs). În general, în anumite condiții, acest grup este în echilibru secular. Însă în aer unii dintre descendenți sunt scoși prin atasarea la particulele de praf, prin depunerea pe suprafețe sau atracție electrostatică generată de mica electrizare a unor corpuri generată în general de mișcarea maselor de aer sau activitatea umană. O valoare tipică a abaterii de la echilibru (secular) este cazul când numai jumătate din cantitățile de echilibru se găsesc în aer sub formă de atomi sau ioni în amestec cu radonul. Spunem în acest caz că fracția de echilibru este de 50%. Primul descendent 218Po are o fracție de echilibru ridicată (90%), în timp ce 214Pb și 214Bi au respectiv 40% și 30% 67. Valoarea acestui factor variază într-o gamă largă și în general este invers proporțională cu concentrația de aerosoli, fiind astfel mai mare în exterior în condiții ,,liniștite’’. Matematic, această fracție echivalentă de echilibru se definește astfel :
(3.7)
unde Ce=0,105c1+0,515c2+0,38c3 (3.7.1)
Simbolurile c1, c2 și c3 reprezintă concentrațiile de activitate ale 218Po, 214Pb și 214Bi, constantele fiind contribuțiile fracționale ale fiecărui descendent de energie alfa potențială totală rezultată din dezintegrarea unității de activitate a gazului 67. Prin analogie, concentrația echivalentă de echilibru a thoronului este dată de :
Ce=0,913c1+0,087c2 (3.7.2)
unde c1 și c2 reprezintă contribuțiile de activitate ale 212Pb și 212Bi.
În lucrarea 68 este prezentată o sinteză asupra măsurătorilor fracției de echilibru în Statele Unite și din celelalte continente. Valoarea medie pentru valorile de exterior este de 0,7, în timp ce media pentru interior este de 0,45.
În calculul dozelor de radiație provenite de la radon, thoron și descendenții lor este important de cunoscut fracțiunea de echilibru atașată și neatașată a urmașilor radonului pe particule de praf (aerosoli). O valoare normală tipică pentru densitatea de aerosoli de interior este de 1010/m3 iar raza medie a lor de 0,1 µm 69. Mișcarea descendenților radioactivi permite contactul rapid cu particulele de aerosoli. Pereții, podelele, tavanul și alte materiale solide din cameră (mobila) colectează descendenți ai radonului pe suprafața lor datorită mișcării continue a acestora. Acest proces se numește depunere (plateout). Un flux de produși de descompunere ai radonului alcătuit din ioni, atomi, molecule și cei atașați la particule foarte mici de aerosoli se îndreaptă continuu spre suprafața corpurilor solide din cameră.
Mărimea care caracterizează depunerea este viteza de drift sau viteza de depunere care în condiții normale este de 10 m/h 70.
3.2.4.2. Valori medii ale concentrațiilor de radon din interior
În ultimii ani s-au efectuat foarte multe măsurători asupra concentrației radonului în locuințe. Măsurătorile mai vechi se făceau asupra descendenților prin colectarea acestora pe filtre (măsurători de durată scurtă în general) și aplicarea fracțiunii de echilibru pentru estimarea radonului. În prezent, măsurătorile se fac prin măsurarea radonului pe perioade întinse de timp (măsurători integrate), de regulă executate cu ajutorul detectoarelor de urme.
O cercetare sistematică a radonului din locuințe într-o zonă sau într-o anumită țară presupune efectuarea unor măsurători sistematice pe tot parcursul anului în camerele de zi și în dormitoare pentru un număr reprezentativ de locuințe și pentru cazurile tipice 68. Nu multe cercetări satisfac aceste criterii. Unele nu sunt destul de ample, multe sunt făcute în camerele cu nivelul de radon cel mai ridicat, altele se fac în zone cu concentrații mari de radon și în cele mai multe cazuri ele nu au reprezentativitate pentru aria cercetată.
Distribuțiile concentrațiilor de radon de obicei se obțin a fi log-normale, deși uneori se pot observa devieri. Valorile reprezentative se dau fie ca medii aritmetice, fie ca medii geometrice incluzând și abaterile standard corespunzătoare.
În figura 3.12 sunt date o distribuție log-normală tipică și respectiv una cu două maxime care evidențiază că în al doilea caz există o sursă suplimentară foarte pronunțată de radon. Cele două reprezentări descriu repartiția radonului din sursele de apă valone (sudul Belgiei) 71.
Fig. 3.12. Repartiția log-normală și cu două maxime pentru radonul din ape în Belgia
În tabelul 3.7 este dată concentrația de radon de interior pentru un număr de peste 30 de țări obținută fie din măsurători la nivel național, fie la nivel regional. Rezultatele acumulate în ultimii ani 72 confirmă valoarea medie globală de 40 Bq/m3, medie aritmetică rezultată și din datele din tabelul 3.7.
Dintre programele naționale, rezultate semnificative au fost obținute în cele din Anglia, Belgia, Statele Unite și Germania.
Tabelul nr. 3.7.
Concentrațiile de radon în locuințe în diferite țări și regiuni de pe glob
a- obținut din CEE, folosind un factor de echilibru de 0,4
În tabelul 3.8 sunt prezentate rezultatele măsurătorilor de radon din Anglia, iar în figura 3.13 sunt prezentate rezultatele obținute din aproximativ 5000 de locuințe din Germania. Aproximativ 50% din locuințele din această țară au nivele de concentrație de radon sub 40 Bq/m3. Considerând o distribuție log-normală a rezultatelor se obține o valoare medie de 49 Bq/m3, iar în 10 locuințe valoarea înregistrată a depășit 500 Bq/m3.
Tabelul nr. 3.8
Concentrațiile de radon de interior în Regatul Unit al Marii Britanii
Fig. 3.13. Distribuția radonului de interior pentru locuințe din Germania
În figura 3.14 sunt arătate rezultatele în reprezentarea log-normală a peste 2000 de măsurători din Statul New York (SUA) 73 măsurate pe perioada unui an de zile.
Fig. 3.14. Distribuția radonului pentru locuințe din SUA
Rezultatele unor măsurători din România efectuate în cadrul laboratoarelor de Igiena Radiațiilor din teritoriu sunt prezentate în tabelul 3.9 [74], iar în tabelul 3.10 au fost incluse primele rezultate efectuate în România prin metode integrate 66, 75.
Tabelul nr. 3.9
Radonul de interior în locuințe de diferite tipuri din România
Tabelul nr. 3.10
Rezultatele unor măsurători de radon efectuate în România prin metode integrate
Măsurătorile efectuate pe o durată de 3 luni în stațiunea Băile Herculane atât în sezonul cald cât și în cel rece au arătat că în general media sezonului rece este dublă față de sezonul cald pentru locuințele din România (figura 3.15, rezultate preliminare).
Fig. 3.15. Distribuția radonului în locuințe din Băile Herculane (vara, și respectiv iarna)
3.2.5. RADONUL ÎN APĂ
Concentrațiile de radon din apă variază în limite foarte largi. Sursele de apă pot fi clasificate în mare ca ape de suprafață, ape freatice și ape de foraj. În timpul condensării și formării picăturilor de ploaie, o mică contribuție este adusă de radonul din atmosferă (aprox. 50 Bq/m3). Apele de suprafață conțin mai puțin de 2000 Bq/m3 radon, în timp ce apele freatice, în funcție de viteza de regenerare a depozitului și de cantitățile de Ra și U din apă și sol, pot conține radon dizolvat în limitele 20.000-44.000 Bq/m3 76.
Un studiu al alimentărilor cu apă, incluzând peste 3000 de probe din 42 de state (SUA), a dat o medie geometrică de 5180 Bq/m3 cu o deviație standard de 3530 Bq/m3 77. Un alt studiu 78, efectuat pe un număr similar de probe tot din SUA, a obținut o valoare medie (media geometrică) de 6920 Bq/m3.
După cum se observă în tabelul 3.11 79, concentrațiile de radon din cele trei categorii de ape diferă foarte mult de la o categorie la alta și pot să difere mult chiar în cadrul aceleași categorii. Gradul de utilizare a acestor ape diferă de asemenea mult în funcție de categorie și de țară. Media ponderată a concentrațiilor de radon din acest tabel pentru setul de referință (10000 Bq/m3) este probabil supraestimată.
Tabelul nr. 3.11
Concentrații medii de radon în sursele de apă și procentajul de utilizare al acestor surse
Raportul UNSCEAR 1988 [39] adoptă o valoare de referință de 1000 Bq/m3 specificând totuși că țări ca Finlanda și Suedia au valori medii ponderate pe populație de peste 30000 Bq/m3 80. Măsurători în sudul Finlandei asupra apelor de foraj au dat o concentrație mediană de 210000 Bq/m3 și valori izolate apropiate de 50 MBq/m3 81.
Radonul din apă este îndepărtat încet prin difuzie moleculară, rate mari de ieșire se înregistrează la încălzirea și agitarea acesteia. Deși în unele utilizări gospodărești, cantitatea de radon din apă este mare, până la 98% la utilizarea dușurilor și spălatul vaselor, contribuția la radonul de interior (40 Bq/m3) este estimată ca fiind de numai 0.5-3% [68,76].
O discuție amănunțită despre contribuția radonului din apă la radonul din aerul de interior se găsește în lucrarea 82, concluzia fiind că radonul din apă nu poate contribui ca o sursă majoră de radon de interior.
În tabelul 3.12 este reprodusă o sinteză a concentrației de radon din apă din diferite țări, așa cum a fost prezentată în lucrarea 83 în care a fost inclusă și România.
Tabelul nr. 3.12
Concentrația (în Bq/l) a radonului în apele subterane din diferite țări 83
Valori sistematice asupra radonului din apele minerale și geotermale din România se găsesc de asemenea sintetizate în lucrarea 84. În lucrarea 85 este analizat cazul depunerilor de 226Ra pe pereții conductelor ca sursă de radon în apele din instalațiile de alimentare cu apă a locuințelor.
În ceea ce privește radonul din apa mărilor și oceanelor, acesta este în general la echilibru, atunci când acesta este agitat de valuri care se sparg. Procesul de evaporare contribuie de asemenea la sărăcirea stratului superficial marin. Această cantitate mică de radon din apa oceanelor face ca atmosfera corespunzătoare să aibă concentrații de radon, mai mici de 1% din cea a aerului continental.
3.2.6. RADONUL ÎN SUBTERAN
Atomii de radon formați la suprafața particulelor de sol sau de mineral vor migra prin capilarele solului, aerul din sol (gazele de aici) având în general o mare încărcătură radioactivă (cca. 55000 Bq/m3).
De interes special sunt concentrațiile de radon din mari cavități subterane : mine, peșteri, depozite subterane, tunele. Fără un sistem de ventilație adecvat ne așteptăm ca aerul din aceste spații să aibă aceeași concentrație de radon ca cel din sol.
În privința ventilației distingem 3 cazuri 66:
Primul constă în existența unor gradienți de temperatură favorabilă unui transport convectiv pe verticală prin deschideri mari.
Al doilea implică scurgerea prin fisuri și crăpături sau deschideri mai mici datorate gradientilor de presiune. Acești gradienți apar ca rezultat al schimbării presiunii atmosferice, presiunii induse de mișcarea maselor de aer etc.
Al treilea caz, cel mai important, apare în cazul minelor și în special în cel al minelor de uraniu.
Concentrația de radon într-o astfel de cavitate poate fi analizată în figura 3.16.
Fig. 3.16. Radonul în incinte subterane
La echilibru, viteza de intrare a radonului în incintă este compensată de dispariția prin ventilație și dezintegrare.
Dacă S și V sunt volumul și respectiv suprafața incintei, atunci putem scrie :
SΦ=λCV+Q(C-C0) (3.8)
Un exemplu în care această relație a fost aplicată este cazul peșterii Carlsbad din statul New Mexico (SUA) în care aerisirea se face printr-o deschidere verticală.
Pe timpul verii când aerul din exterior – de la suprafață este mai cald decât cel din peșteră nu se produce nici un schimb de aer (Q=0) și în acest caz concentrația este dată de relația :
(3.9)
În schimb, iarna situația se schimbă. Deoarece temperatura în exterior este mai mică decât în peșteră, aerul mai dens din exterior schimbă tot timpul pe cel mai cald din peșteră, concentrația radonului din peșteră devenind foarte mică, apropiată de cea a aerului din exterior. În acest caz vom mai avea un ,,spot’’ de radon (izvor de radon) cu debitul D=ΦS. Rezultatele experimentale obținute din măsurători indică o bună concordanță cu previziunile acestui model 82.
În cazul tunelelor sau galeriilor de mină orizontale lungi aerul intră și iese din aceste incinte datorită fluctuațiilor diurne și temporale în presiunea atmosferică și fluxul convecției prin fisurile ce apar în solul sau rocile adiacente care fac legătura dintre aerul din exterior de deasupra dealului cu cel din interior. Un caz intens studiat ,,in situ’’, adică cu ventilație naturală, este cel al tunelului de la Socorro (New Mexico), de fapt o galerie de mină orizontală de 172 m cu diametrul de 1-2 m și aflată la o adâncime medie sub deal 86. Există în această zonă o anomalie termică care face ca aerul din interior să aibă o temperatură aproape constantă și ridicată, 18oC. Temperatura medie zilnică pe timpul măsurătorilor a fost de 14oC cu minima de 5oC. A fost măsurat un flux care pe parcursul perioadei măsurătorilor (21 zile) s-a mărit la 930 m3/zi, deci de trei ori volumul tunelului. Concentrația medie a radonului în această perioadă a fost de 3300 Bq/m3 cu maxime diurne de 7400 Bq/m3. Scăderea presiunii pentru o perioadă de timp a diminuat aerisirea naturală obținându-se o valoare de 19000 Bq/m3 ; aceasta din urmă concentrație este apropiată de valoarea radonului din spărturile și fisurile din vecinătatea tunelului arătând că interiorul tunelului se alimentează din aceste spații. Există, din acest punct de vedere, o similitudine cu cavitățile (fose, conducte) din apropierea fundațiilor clădirilor care pot alimenta cu radon interiorul locuințelor.
Cazul cel mai important este cel al minelor.
Minele de argint din Cehia conțineau și un mineral de culoare neagră numită pechblendă în care s-a identificat elementul uraniu în 1789. După 100 de ani s-a descoperit radioactivitatea acestui element și imediat în anii următori s-au identificat alte elemente radioactive : radiul, toriul, poloniul, radonul, etc.
Bolile, respiratorii, larg răspândite în minele de uraniu au dus la identificarea cancerului la plămâni încă din 1913. Aproximativ 50% din decesele minerilor din principalele mine din zona Jachymov și Scheeberg se datorau cancerului pulmonar. Nivelele de radon măsurate între anii 1923-1925 au arătat concentrații de radon de aproximativ 100000 Bq/m3 86.
Dezvoltarea energeticii nucleare în urma celui de-al doilea război mondial a fost posibilă datorită accelerării rapide a mineritului în sfera uraniului. În anii 1960-1980 în minele de uraniu din Statele Unite au activat în medie 10000 de mineri/an. Pentru reducerea nivelului radonului în aceste spații au fost puse în funcțiune ventilatoare puternice, capabile să reducă concentrațiile de radon la nivele în jur de 2000 Bq/m3 87. Ventilația naturală din minele de uraniu din Colorado și Utah existentă prin anii 1940 permitea acumularea unor valori foarte mari, până la 190000 Bq/m3, reduse mult după punerea în funcțiune a ventilației forțate 88.
Și în minele neuranifere în condiții naturale de aerisire se pot acumula concentrații până la 40000 Bq/m3. Din această cauză aerajul este o problemă foarte importantă în orice formă de minerit. În România au fost efectuate măsurători de descendenți de radon din care au fost estimate concentrațiile de radon pentru un număr de 267 de mine neuranifere prezentate în tabelul 3.13. Concentrația maximă admisă (CMA) de 1100 Bq/m3 a fost observată numai în 15 mine (5,6%) luându-se măsuri suplimentare de îmbunătățire a circulației aerului 89.
O caracteristică importantă a minelor este aceea că o mare cantitate din descendenții radonului se fixează pe particule de aerosoli care în procesul de inhalare a aerului rămân fixați în căile respiratorii.
Tabelul nr. 3.13
Măsurători ale concentrațiilor de radon în minele neuranifere
Deci prin dezintegrările ce urmează, mai ales prin cele și , va rezulta o cantitate mare de energie absorbită în țesutul pulmonar ducând la doze mari încasate în special în epiteliul bronșic și deci putându-se declanșa în timp suficient de lung cancerul bronho-pulmonar.
Cap.4. METODE EXPERIMENTALE DE MĂSURARE A RADONULUI
4.1. PRINCIPIILE FIZICE ALE MĂSURĂRII RADIAȚIILOR
Toate metodele de detecție a radiațiilor se bazează pe procesele de interacțiune ale acestora cu substanța. Ionizarea în gaze și apariția purtătorilor de sarcină liberi în semiconductori sunt principalele interacțiuni ale radiației folosite în scopul detecției. Fenomenele luminoase (excitarea atomilor, efectul Cerenkov, luminiscența unor materiale) formează a treia clasă importantă de fenomene folosite în detecție.
O categorie aparte, foarte frecvent folosită în ultimul timp, mai ales la detecția radonului, o formează detectorii de urme 90 în care efectul de bază constă în distrugerea sau slăbirea unor legături intermoleculare evidențiate prin atacul cu anumiți reactanți chimici.
O problemă foarte importantă, care apare în cazul tuturor acestor detectori sau a aparaturii dozimetrice folosite, constă în calibrarea lor pentru a putea fi folosiți în măsurători efective și pentru a se putea intercompara rezultatele tuturor măsurătorilor efectuate în diferite regiuni ale globului de diferite laboratoare.
4.1.1. DETECTORI BAZAȚI PE IONIZAREA ÎN GAZE
4.1.1.1. Camerele de ionizare
O cameră de ionizare este un dispozitiv simplu în care într-un volum determinat de gaz se aplică un câmp electric. În cele mai multe cazuri geometria de detecție este cilindrică și constă dintr-un catod delimitând un anumit volum de gaz și un anod axial care traversează prin izolație catodul-perete.
Particulele încărcate mișcându-se în interiorul gazului se ciocnesc inelastic cu atomii sau moleculele întâlnite. În unele cazuri cu gaze puternic electronegative se pot forma și ioni negativi. Prin aplicarea unui câmp electric ionii și electronii se vor mișca în lungul liniilor de camp producând un current de ionizare. În condiții obișnuite electronii se mișcă cu o viteză de ordinal 106 cm/s, în timp ce viteza ionilor este cu câteva ordine de mărime mai mică. Ciocnirile cu moleculele de gaz și pierderile de energie prin excitare și ionizare duc la limitarea vitezei acestor ioni și electroni. O mărime importantă care caracterizează procesele de ionizare este energia medie pierdută pentru apariția unei perechi ion-electron (Wi). În tabelul 4.1 sunt date valorile lui Wi pentru aer și pentru radiații de diferite tipuri și energii 91.
Tabelul nr. 4.1
Energia medie cheltuită pentru producerea unei perechi de ion-electron în aer
Așa cum se observă din acest tabel, cantitatea Wi nu depinde de energia radiației și doar foarte puțin de tipul acesteia.
Atunci când o cameră de ionizare este situată într-un câmp de radiații, curentul de ionizare crește la început în funcție de tensiunea aplicată, pentru valori mai mari obținându-se o valoare de saturație, figura 4.1 90.
Fig. 4.1. Curba de saturație pentru o cameră de ionizare tipică
La saturație, acest curent este legat de numărul de ioni produși de către radiația primară în unitatea de timp (n) prin relația Is=ne, fenomenele de recombinare neavând loc în acest caz. Acest proces de recombinare joacă totuși un mic rol chiar la saturație atunci când alături de electroni apar și ioni negativi deoarece probabilitatea de recombinare a ionilor negativi cu cei pozitivi este mai mare datorită vitezelor mici ale acestora.
În cazul când curentul de ionizare este mare, el poate fi măsurat cu ajutorul unui microampermetru, dar în general sunt necesare metode mai sensibile, precum colecatrea acestor sarcini pe o capacitate și măsurarea vitezei de variație a tensiunii acestui condensator cu ajutorul unui electrometru. Numărul de perechi de ioni formați pe unitatea de parcurs este o funcție de densitatea gazului și din această cauză în cazul în care parcursul radiațiilor în cameră este mai mare decât dimensiunile camerei vor trebui efectuate corecții de temperatură și presiune pentru a standardiza măsurătorile. În construcția camerelor de ionizare recente este folosit argonul la presiuni mari (20 atm). În acest caz, parcursul în mediu este mai mic decât dimensiunea detectorului și deci problema corecțiilor de temperatură și presiune nu se mai pune.
4.1.1.2. Camera de ionizare în impulsuri
Dacă o particulă incidentă își pierde toată energia în gazul din camera de ionizare, sarcina obținută va fi proporțională cu cea depusă. Dacă acest curent de ionizare este trecut printr-o rezistență de valoare mare R, așezată după capacitatea C pe care este colectată sarcina, va apare un puls de tensiune așa cum este arătat în figura 4.2 pentru o cameră de ionizare cu constanta de timp RC=1 µs. Dacă constanta de timp este mare RC=∞ tensiunea variază așa cum este arătat pe această figură (porțiunea a-b). Tensiunea crește rapid în acest caz până în punctul (a) datorită mișcării rapide a electronilor urmată de o creștere ușoară până în punctul (b) datorită colectării ionilor pozitivi. Atunci când este posibilă folosirea unui gaz ce permite colectarea rapidă a electronilor, o constantă diferențială de timp de numai câteva microsecunde este de obicei aleasă pentru a preveni suprapunerea impulsurilor la viteze de numărare mari.
Fig. 4.2. Impulsul de tensiune la electrodul colector al camerei de ionizare
Dacă constanta diferențială de timp este mai lungă decât timpul de colectare al electronilor, dar mult mai scurtă decât cel pentru colectarea ionilor pozitivi, forma impulsului este determinată numai de mișcarea electronilor. Sarcina remanentă a ionilor pozitivi induce o sarcină la electrodul colector și reduce amplitudinea impulsului, mărimea acestei sarcini depinzând de locul ionizării inițiale. Deci într-o cameră cu electrozi paraleli amplitudinea impulsului va depinde de locul pe unde particula traversează camera. Acest efect nedorit poate fi înlăturat prin plasarea unei grile în cameră pentru a ecrana electrodul colector de sarcina ionilor pozitivi.
Folosirea camerelor în impulsuri 90 este limitată spre domeniul energiilor mici din cauza zgomotului inerent asociat amplificatorilor asociați. Acest zgomot este echivalent cu sosirea la anodul camerei de ionizare a aproximativ 200 electroni, care reprezintă o energie de aproximativ 7 keV disipată la traversarea camerei.
4.1.1.3. Contori proporționali
Când intensitatea câmpului electric aplicată la electrodul central al unei camere de ionizare în impulsuri crește peste un anumit nivel, mărimea impulsului la ieșirea din cameră începe să crească, dar rămâne proporțională cu ionizarea inițială. Dispozitivul operat în aceste condiții este numit contor proporțional. Marele avantaj al contorului proporțional este că permite detectarea ionizărilor foarte slabe, chiar aceea a unei singure perechi electron-ion.
Pentru un contor cu geometrie cilindrică, intensitatea câmpului Er la distanța r de axa de simetrie a cilindrului este :
(4.1)
unde a și b reprezintă raza electrodului central (anodul) și respectiv raza cilindrului mare care formează catodul numărătorului, Vo fiind tensiunea aplicată pe contor (figura 4.3).
Fig. 4.3. Geometria unui contor cu gaz
Evident că arb. De obicei, contorul proporțional are un fir subțire de diametru între 0,03 mm și 0,3 mm, deci raza r poate să fie suficient de mică ca să permită apariția în cameră a unor intensități mari pentru câmpul electric. Mărimea câmpului crește rapid în apropierea firului-anod și deci electronii care se vor mișca spre acest fir în regiunea cu câmp puternic vor putea câștiga suficientă energie astfel ca prin ciocniri să producă ioni secundari și electroni; ultimii, prin accelerare, vor produce alte ionizări secundare. Astfel se dezvoltă în contor o avalanșă. În timpul producerii acestor ioni secundari apar fotoni cu energie suficientă care pot produce alți fotoelectroni oriunde în volumul detectorului dar, de regulă, în pereții contorului. Acest proces depinde foarte mult de natura gazului de umplere și este deci un proces nedorit în detecție.
Să considerăm un astfel de contor conținând argon pur ca gaz de umplere. Să presupunem că este multiplicarea electronică medie în avalanșă, adică fiecare electron apărut prin ionizarea primară dă naștere în procesul de mișcare spre anod, datorită accelerării continue, la un număr total de electroni. Ca rezultat al ciocnirilor inelastice dintre electronii accelerați și atomii de gaz vor fi emiși fotoni și aceștia pot interacționa cu pereții pentru a produce o altă generație de electroni (fotoelectronii).
Dacă Pe este probabilitatea ca un astfel de fotoelectron să se formeze pentru fiecare electron din avalanșă, atunci cei n electroni produși prin evenimentul de ionizare primară vor produce în avalanșa inițială (descărcarea Townsend), din regiunea câmpului electric de mare intensitate de lângă fir, o medie de n electroni prin ciocnire și nPe fotoelectroni în tot contorul. Acum cei nPe fotoelectroni pot din nou să fie accelerați spre anod producând n2Pe noi electroni și n2Pe2 fotoelectroni, formându-se astfel mai multe generații de electroni. Numărul total de electroni colectați de anodul central va fi, pentru fiecare proces primar, dat de relația :
N=n+n2Pe+n3Pe2+… (4.2)
Dar într-un contor proporțional Pe este mult mai mic decât unitatea, deci termenul hotărâtor este dat de electronii din avalanșa primară. Seria fiind convergentă, se obține :
pentru numărul total de electroni din avalanșă, care este proporțional cu numărul de perechi de ioni primari, n.
Aceasta este o proprietate esențială a contorului proporțional și care face ca acești detectori să poată fi utilizați în măsurătorile de energie.
O altă caracteristică a acestui detector este factorul de multiplicare definit ca :
(4.3)
Trebuie, de asemenea, să remarcăm că este o valoare medie, valoarea lui putând diferi de la un proces la altul. Această fluctuație statistică va fi strâns legată de rezoluția energetică a contorului. Factorii de multiplicare au fost calculați teoretic, o comparație dintre valorile calculate și rezultatele experimentale se găsește în lucrarea 92.
Figura 4.4 arată valorile experimentale ale lui M ca funcție de tensiunea aplicată în cazul argonului ca gaz de umplere al contorului. Dimensiunile contorului sunt de a=0,013 cm, b=1,105 cm, l-lungimea contorului 15 cm.
Fig. 4.4. Factorul de multiplicare ca și funcție de tensiunea aplicată în contoare cu argon la presiunea de 13.332 Pa și respectiv 53.328 Pa
Forma impulsului. În contrast cu camera de ionizare în impulsuri unde partea importantă a impulsului este determinată de mișcarea rapidă a electronilor, forma impulsului măsurată la ieșirea din firul central al contorului proporțional este în mod esențial determinată de mișcarea ionilor pozitivi 93. Deoarece în contorul proporțional cea mai mare parte a ionizării apare foarte aproape de anod electronii vor parcurge numai o distanță scurtă și efectul lor la creșterea impulsului este destul de mică.
În figura 4.5 este reprezentată o formă tipică de impuls. O întârziere în timp t1 apare înainte ca electronii primari să atingă regiunea de multiplicare. Mărimea acestui timp este determinată de către localizarea ionizării inițiale din contor (dependentă de construcția detectorului) și este de regulă de ordinul a 1 s. Acest timp de întârziere, care este variabil, nu poate fi eliminat nici prin experiențe în coincidență. Inițial, pulsul crește foarte repede (curba A), mai întâi ca rezultat al mișcării electronilor (t1 până la t2) apoi datorită ionilor pozitivi ce se mișcă în regiunea de câmp puternic din imediata apropiere a firului. După ieșirea ionilor pozitivi din câmpul cu intensitate mare în regiunile cu câmp mai mic, ionizarea încetează când ionii ating partea interioară a cilindrului (catodul). Pentru un contor obișnuit acest timp este de aprox. 200 s. Curba A din figura 4.5 arată forma impulsului de tensiune atunci când nu există pierderi de sarcină din firul anod, adică pentru o constantă de timp foarte mare. În practică, pentru a produce rezoluție temporală bună este utilizat la ieșire un circuit de diferențiere RC convenabil pentru a da tipul de impuls arătat pe curba B. Această diferențiere se obține prin plasarea unei capacități C în serie cu semnalul, urmată de o rezistență de valoare mare, R, legată la pământ.
Fig. 4.5. Impulsul de tensiune într-un contor proporțional
Sarcina detectorului va fi exponențial disipată prin acest circuit, timpul necesar pentru reducerea cu 1/e a sarcinii având tocmai valoarea RC, cunoscută ca și constantă de timp a circuitului. Când RC este mic, comparat cu timpul dintre evenimentele primare de ionizare, sarcinile colectate în timpul evenimentelor individuale (sau tensiunile corespunzătoare) pot fi măsurate cu ajutorul unui circuit de impulsuri corespunzător. Trebuie utilizați în aceste măsurători timpi de diferențiere mai scurți de 0,1 s. În prezent, cuplați la aceste contoare proporționale sunt folosiți din ce în ce mai mult preamplificatori sensibili la sarcină cu zgomot mic. În astfel de preamplificatori constanta de timp de diferențiere este de obicei de ordinul a 1 s.
Folosirea circuitelor RC duble sau a circuitelor de diferențiere cu linie de întârziere mai mică de 1 s în amplificatorul principal, combinată cu măsurătoarea timpului la care impulsul bipolar își schimbă polaritatea (adică tensiunea trece prin valoarea zero) pot produce rezoluții foarte bune de timp într-un domeniu larg al amplitudinilor de impulsuri.
Deoarece toate impulsurile vor avea aceeași formă, exceptând cazul când ionizarea primară se produce foarte aproape de firul central, înălțimea impulsului diferențiat va fi proporțională cu ionizarea primară și deci contorul proporțional se poate folosi în spectroscopia de radiații.
Alegerea gazului. Contorii proporționali trebuie să fie umpluți cu gaz în care sarcina negativă este purtată de electroni. Totuși, unele gaze precum hidrogenul, azotul și gazele nobile manifestă o schimbare rapidă a factorului de multiplicare, M, cu tensiunea aplicată datorită generării de fotoelectroni din pereți. Adăugarea de mici cantități de gaze cu molecule complexe care absorb fotonii fără ionizare crește foarte mult stabilitatea contorului. De regulă, se folosește un amestec de metan-argon cu care se poate obține un factor de multiplicare de 105. La fel pot fi utilizate gaze poliatomice, precum metanul, cu bune rezultate, fără nici un amestec.
4.1.1.4. Contorii Geiger – Muller
Dacă tensiunea în contorul proporțional este crescută peste tensiunea de sfârșit a platoului, Pe se apropie de unitate și atunci va apare o descărcare ce se propagă de-a lungul firului anodic. În cazul amestecurilor de argon-alcool fotonii formați la excitarea și ionizarea atomilor de argon pot de asemenea produce fotoelectroni din alcool. Emisia fotonilor va fi izotropă și numărul lor, care a fost mai mic ca valoare pe unitatea de electroni secundari formați prin ciocnire în contorul proporțional este acum foarte mare. În regiunea câmpului intens din vecinătatea firului anodic, avalanșa Townsend cauzată de către electronii produși din ionizarea primară va produce acum o intensă emisie de fotoni cu o puternică absorbție fotoelectronică de către moleculele de alcool din contor chiar în acest spațiu. În aceste condiții apare o descărcare care se extinde de-a lungul întregului fir formând o teacă de ioni pozitivi și care dă naștere la un impuls la ieșiere a cărui mărime este independentă de cantitatea inițială de ioni primari, putând atinge câțiva volți. deci pentru înregistrare vor fi necesari amplificatori obișnuiți într-o singură etapă. Descărcarea poate fi provocată de o singură pereche de ioni apăruți, iar viteza de propagare în lungul firului este de aprox. 107 cm/s 90.
Dacă descărcarea nu este ,,stinsă’’ ea poate deveni autoîntreținută și pot apare o succesiune de pulsuri declanșate de o singură particulă care trece prin detector datorată neutralizării ionilor pozitivi la catod și în urma emiterii consecutive de fotoelectroni din catod după o întârziere de câteva sute de microsecunde. Stingerea poate fi obținută extern prin electronica asociată detectorului sau intern prin adăugarea unui gaz poliatomic corespunzător. Ca și gaz de umplere se folosește frecvent argonul la presiunea de aprox. 11.998 Pa cu vapori de alcool etilic sau gaze similare organice la presiuni parțiale de 1332,2 Pa. Alcoolul având un potențial de ionizare mai coborât ca argonul, ionii acestuia din urmă mișcându-se spre catod, vor suferi ciocniri cu cei de alcool transferându-le sarcina acestora. În contrast cu ionii de argon, cei de alcool etilic se vor disocia la ciocnirea cu pereții fără să emită fotoelectroni. Moleculele de alcool disociindu-se după aprox. 108 impulsuri înregistrate, contorul devine din ce în ce mai prost, iar în timp va apare o scurtare semnificativă a platoului caracteristic.
Stingerea poate fi produsă de asemenea și de atomi de halogeni. Deoarece acești ioni de halogeni nu rămân disociați viața contorului va fi mai lungă, iar voltajul de operare mult mai jos. Ca și gaz de umplere mai pot fi folosite amestecuri corespunzătoare de argon cu mici cantități de xenon, azot și oxigen.
După fiecare înregistrare, teaca ionilor pozitivi din lungul contorului coboară efectiv potențialul firului anodic și face contorul inoperant până ce ionii pozitivi au ajuns la catod. Acest timp de neoperare este cunoscut ca timpul mort al contorului, fiind de regulă între 10-500 s.
Deci acest tip de contor nu va putea fi folosit pentru viteze de numărare mari, așa cum poate fi folosit contorul proporțional. De asemenea, panta (1% pe 100 V) platoului la contorul Geiger-Muller este mai abruptă decât la cei proporționali (0,1 % pe 100 V).
Modul de funcționare al unui detector cu gaz în cele trei regimuri discutate este evidențiată în figura 4.6 90, care prezintă amplitudinea impulsului la ieșirea din contor în funcție de tensiunea aplicată între cei doi electrozi.
Fig. 4.6. Amplitudinea impulsului (sau numărul de particule înregistrate) în funcție de tensiunea aplicată
4.1.2. DETECTORI CU SCINTILAȚIE
4.1.2.1. Detectori cu scintilatori solizi
Primul detector cu scintilație utilizat a fost spintariscopul întrebuințat de Crookes care a folosit un ecran de ZnS pentru a observa particulele alfa izolate emise în dezintegrarea substanțelor radioactive naturale. Tot acest detector a fost utilizat și de Rutherford pentru experiențele de evidențiere a nucleului atomic. Ochiul uman ca detector-numărător a fost înlocuit prin cuplarea detectorului ce emite scintilații cu un fotomultiplicator în 1944 de către Curran și Baker. Ulterior, după folosirea ca substanțe scintilatoare a ZnS, s-au utilizat cristalele de naftalină care sunt transparente pentru radiația de fluorescență emisă la interacțiunea cu particulele încărcate în scintilator.
Ulterior s-a observat că mărimea cantității de energie emisă sub formă de lumină este proporțională cu energia particulei absorbite, deci că acest proces poate fi folosit în spectrometria radiațiilor nucleare. Descoperirea în 1948 de către Hofstadter a proprietăților de scintilație a cristalelor de NaI activate cu taliu, NaI(Tl), și posibilitatea folosirii lor în spectrometria radiației gamma a condus la dezvoltarea spectroscopiei impulsurilor. Pentru a produce un spectrometru de radiații pornind de la această constatare importantă, a fost necesară dezvoltarea aparaturii electronice, în special cea legată de amplificatorii liniari de impulsuri și de analizorii multicanal ai impulsurilor după amplitudine 94, 95.
Procesul de scintilație. Operația de înregistrare a scintilației la un detector poate fi descrisă astfel :
interacția particulelor încărcate sau a fotonilor cu detectorul rezultând o ionizare internă ;
conversia energiei particulelor încărcate apărute (electroni) într-o cantitate de lumină proporțională cu această energie prin intermediul scintilatorului ;
conversia luminii emise de scintilator în fotoelectroni prin intermediul fotocatodului multiplicatorului ;
multiplicarea acestui număr de fotoelectroni pentru a obține un impuls de curent electric măsurabil.
Rezultatul acestor procese consecutive este producerea la ieșirea din fotomultiplicator a unui impuls electric a cărui amplitudine este proporțională cu energia pierdută în cristal de către particula încărcată sau de către foton. Faptul că toate aceste produse apar într-un interval foarte scurt de timp (de ordinul s) face ca amplitudinea impulsului electric să poată fi măsurată și atribuită energiei particulei ce interacționează.
Prin contrast însă, fenomenul de atenuare a scintilației în cristalul detector este mult mai mic la cristalele anoganice (aproape inexistent la NaI(Tl)), în timp ce la cei organici atenuarea este apreciabilă. Deci în cazul detectorului NaI(Tl) se pot folosi cristale oricât de mari deoarece amplitudinea pulsului luminos care ajunge la fotocatod este independentă de punctul din cristal în care este emis.
Câteva caracteristici ale acestor detectori cu scintilație sunt prezentate în tabelele 4.2 și 4.3 90.
Tabelul nr. 4.2
Scintilatorii anorganici și principalele lor caracteristici
Tabelul nr. 4.3
Scintilatorii organici utilizați ca detectori de radiații
Producerea impulsului după ieșirea din fotomultiplicator. Un rol esențial în obținerea unor performanțe ridicate ale detectorului pe lângă conversia luminii emise într-un puls de curent îl joacă și amplificarea acestei mici cantități (impuls de curent) pentru a putea fi ușor introdusă în circuitele electronice obișnuite. Acest rol îl are multiplicatorul de electroni ce urmează imediat după fotocatod, figura 4.7 90.
Fig. 4.7. Ansamblul scintilator-fotomultiplicator
Sistemul de dinode alimentate cu o tensiune crescătoare este acoperit cu un material (cesiu sau compuși bimetalici) care are proprietatea de a emite electroni secundari sub acțiunea electronilor ce cad pe aceste plăci. Numărul de electroni secundari este o funcție de materialul folosit și de tensiunea de accelerare și în mod normal are valoarea între 3 și 5. Procesul se repetă la fiecare dinodă. Cu un sistem de 10 astfel de dinode se poate obține ușor o amplificare de 107-108. La acest nivel, pulsul de curent sosit la ultimul electrod al tubului este suficient de intens pentru a putea fi amplificat prin circuitele electronice obișnuite.
Este important de notat că fotomultiplicatorul de electroni folosit ca amplificator de curent este extrem de rapid, este liniar și are o influență minimă asupra vitezei detectoarelor cu scintilație. Un sistem tipic de detector cu cristal scintilator este reprezentat în figura 4.8 90, în care sunt arătate cele două configurații :
funcționare ca analizor monocanal ;
funcționare ca analizor multicanal.
Fig. 4.8. Ansamblul de detecție cu cristal cu scintilație: a) monocanal; b) multicanal
În cazul în care avem nevoie numai de aplicații simple, precum viteza de numărare la ieșirea din fotomultiplicator, se dispun un preamplificator, un amplificator liniar, un discriminator pentru eliminarea zgomotului electronic, respectiv un numărător pentru înregistrare. În cazul când dorim folosirea aranjamentului ca spectrometru pentru a măsura energia radiațiilor ce traversează cristalul, va trebui ca după amplificatorul liniar să atașăm un analizor multicanal al înălțimii pulsurilor, (PHA), cazul (b), figura 4.8.
Un spectru tipic al amplitudinii pulsurilor la ieșirea din fotomultiplicator – amplificator pentru sursa de cesiu ca sursă de radiații gamma este arătat în figura 4.9.
Fig. 4.9. Spectrul 137Cs obținut cu un detector cu NaI(Tl)
Pe spectrul din figura 4.9 sunt vizibile 3 picuri : (a) fotopicul corespunzător energiei gamma a 137Cs (661,2 keV) ; (b) picul de retroîmprăștiere (180o) și respectiv (c) picul provenind din radiația caracteristică a bariului.
În figura 4.10 au fost schematizate principalele procese ce au loc la interacțiunea radiațiilor gamma cu un detector cu scintilație ecranat într-o incintă de plumb.
Fig. 4.10. Principalele interacțiuni ale radiației gamma cu cristalul scintilator
4.1.2.2. Detectori cu lichide scintilatoare
Avantajul în aplicații al numărării folosind lichide scintilatoare derivă din faptul că ele pot fi folosite în cazul energiilor mici (tritiu, carbon-14). Există monografii foarte bune care se ocupă cu problema detecției radiațiilor folosind astfel de detectori [96, 97]. Lichidele scintilatoare sunt în general compuse din unul sau mai mulți solvați fluorescenți într-un solvent organic. În prepararea probelor pentru numărarea cu lichide scintilatoare, materialul radioactiv este introdus în lichidul scintilator. Este cunoscut faptul că energia radiației este cedată solventului prin ionizare și excitare. De aici energia este transferată solvatului și ea va fi reemisă ca fotoni în domeniul violet sau ultraviolet. Acești fotoni având o lungime de undă medie caracteristică solventului pot fi captați și detectați de fotocatodul unuia sau mai multor fotomultiplicatori. În unele aplicații practice poate fi folosit un schimbător de lungimi de undă care să deplaseze spectrul emis în acord cu optimul sensibilității spectrale a fotocatodului. Mai departe semnalul urmează calea descrisă anterior.
Atât amplitudinea cât și forma impulsului vor depinde de natura radiației ionizante. De exemplu, pulsul luminos produs de o particulă alfa va fi numai de o zecime din cel produs de o particulă beta cu aceeași energie. Această diferență provine datorită ionizării specifice mari în cazul particulelor alfa, când această energie se transmite unei cantități mai mici de solvat decât în cazul radiației beta unde parcursul este mult mai lung.
4.1.2.3. Numărarea cu scintilatori gazoși
Un efect foarte des observat este emisia de lumină ce se produce la traversarea unui gaz de către o radiație ionizantă, ca de exemplu lumina emisă la descărcările electrice în tuburile cu gaz. Radiația traversând gazul produce în afară de perechi de ioni și o puternică excitare a atomilor și moleculelor gazului traversat.
Primul detector care a funcționat pe acest principiu (1951) consta dintr-o cameră conținând argon la presiunea atmosferică cu mici impurități de azot. Semnalul luminos era analizat cu un fotomultiplicator cu fereastră din cuarț.
S-a arătat ulterior că gazele nobile pure și în special xenonul sunt cele mai bune gaze pentru astfel de scopuri. Timpul de scintilație este mai mic de 10-8 s, iar presiunea poate varia într-o gamă destul de largă 98.
Contorii cu gaze scintilatoare pot fi proiectați în așa fel încât să funcționeze în regim de contori proporționali. În acest caz în camera cu gaz scintilator se mai introduc doi electrozi între care se aplică un câmp electric. Multiplicarea, proporțională cu energia pierdută de radiație, a numărului de electroni din această descărcare va fi însoțită de o creștere proporțională a numărului de atomi excitați deci și a impulsului luminos rezultat, intensitatea luminii putând crește de 100-1000 ori.
Rezoluția unor astfel de contori este mai bună decât a celor proporționali cu gaz obișnuit fiind dublă sau chiar triplă și de asemenea ei permit analiza energetică până la energii de ordinul sutelor de eV. În unele cazuri se folosesc amestecuri de gaze (incluzând cel puțin un gaz nobil) pentru deplasarea spectrului luminos în domeniul maximului sensibilității spectrale a fotocatodului multiplicatorului 99.
4.1.3. DETECTORI CU SEMICONDUCTORI
Prima tentativă de construire a unui detector de radiații cu cristal semiconductor aparține lui Mc Kay, care în 1949 folosește la detectarea radiațiilor alfa emise de o sursă de Po-210 o diodă de Ge polarizată invers.
Principiul de funcționare al detectorilor cu semiconductori se bazează pe interacția radiațiilor nucleare cu materialul semiconductor, în urma căreia apar fenomene de ionizare și excitare a atomilor semiconductorului.
Radiația incidentă căzând pe cristalul semiconductor produce perechi electron – gol care sunt colectate cu ajutorul unei tensiuni electrice exterioare aplicată cristalului detector. Semnalul produs de detector va fi proporțional cu cantitatea de sarcini libere apărute și, datorită liniarității detectorului, proporțional și cu energia particulei incidente 100, 101.
O particulă ionizantă traversând un cristal semiconductor creează prin ionizare un număr N de perechi electron – gol care, indiferent de natura particulelor incidente, este :
(4.4)
Unde W este energia pierdută în cristal de radiația incidentă, iar este energia medie necesară producerii unei singure perechi electron – gol, reprezintă o constantă de material de importanță majoră pentru spectrometria radiațiilor nucleare cu dispozitive semiconductoare.
Cu cât este mai mică energia medie pentru producerea unui electron – gol, cu atât semnalul este mai intens și fluctuațiile lui mai mici. De asemenea, colectarea unui număr mare de sarcini duce la creșterea eficacității și a rezoluției detectorului.
Fenomenele de ionizare care apar datorită efectelor iradierii cristalului semiconductor pot fi descrise cu ajutorul modelului benzilor de energie.
În acest model electronii periferici ocupă ultima bandă de energie corespunzătoare electronilor legați, numită bandă de valență. Deasupra benzii de valență se găsește banda de conducție corespunzătoare electronilor liberi din cristal (figura 4.11).
Fig. 4.11. Producerea electronilor liberi și a golurilor într-un semiconductor
Ionizarea unui atom în urma interacției cu radiațiile nucleare este reprezentată în acest model prin trecerea unui electron din banda de valență în banda de conducție. Pentru a avea loc această trecere, electronul trebuie să primească o energie egală cu lărgimea benzii interzise, care în cazul semiconductorilor este de 2-5 eV.
Sub acțiunea unui câmp electric aplicat semiconductorului, sarcinile formate în urma interacției radiațiilor cu semiconductorul sunt dirijate și apoi colectate de către două contacte metalice aplicate cristalului. Pe aceste două contacte apare astfel un puls electric. Există mai multe tipuri de detectori cu semiconductori.
Detectoare cu semiconductor omogen – au partea alcătuită dintr-un cristal semiconductor având în constituție un singur tip de atomi. Aceste detectoare oferă un mijloc de obținere a unui volum sensibil mare, deci sunt potrivite la detecția radiațiilor gamma și a neutronilor. Detectoarele de acest tip se construiesc din materiale semiconductoare cu rezistivitate mare tăiate paralelipipedic. Pe două din fețe se aplică contacte chimice care permit aplicarea câmpului electric fără să se modifice concentrația purtătorilor de sarcină. Dificultățile majore în construcția unor astfel de detectoare sunt legate de obținerea unui material semiconductor cu rezistivitate mare, fără a reduce însă timpul de viață al purtătorilor. În această formă constructivă cele mai utilizate semiconductoare sunt cristale pure de Si, Ge, Ga, As.
Detectoare cu joncțiune n-p. Deoarece în stare pură aceste elemente au o conductivitate electrică mare, ceea ce conduce la apariția unui zgomot de fond mare, s-au imaginat o serie de metode pentru creșterea rezistenței lor interne. O metodă avantajoasă constă în folosirea ca detector a unei joncțiuni polarizate invers. O joncțiune se poate realiza la contactul a două porțiuni dintr-un semiconductor, fiecare porțiune fiind dopată cu impurități acceptoare și respectiv donoare. Se formează astfel un strat subțire de semiconductor de tip n în contact cu un semiconductor de tip p. Din cauza concentrațiilor diferite a purtătorilor are loc o deplasare a golurilor înspre regiunea n și a electronilor înspre regiunea p. Ca urmare, la echilibru, în zona centrală se formează o regiune sărăcită în purtători majoritari. Aplicarea unei tensiuni electrice exterioare, inverse diferenței de potențial care apare, va face ca zona sărăcită în purtători să-și mărească dimensiunile. Acest strat sărăcit numit și regiune de sarcină spațială are o rezistență electrică foarte mare, datorită căreia se micșorează mult zgomotul de fond produs de curentul electric. Regiunea de sarcină spațială devine astfel zona sensibilă a detectorului. O particulă incidentă, care pătrunde în această zonă, în urma interacției cu atomii de Si sau Ge produce perechi de electron-gol care sunt colectate cu ajutorul câmpului electric aplicat joncțiunii. Din punct de vedere constructiv, joncțiunea p-n se poate realiza prin difuzie sau sub forma așa-numitului strat-barieră la suprafață. În cazul joncțiunii difuzate, se consideră un monocristal de Si de tip p, la suprafața căruia se difuzează un strat foarte subțire de fosfor, realizându-se o joncțiune n+p apropiată de suprafață, așa cum se arată în figura 4.12.
Fig. 4.12. Detector cu joncțiune difuzată
O variantă constructivă a acestor tipuri de detectoare folosită pentru a diminua zgomotul de fond produs de curenții de scurgere superficiali este detectorul cu inel de gardă. Deosebirea constă în faptul că în suprafața de tipul n s-a tăiat un șanț circular suficient de adânc pentru a pătrunde în stratul sărăcit, care izolează electric marginile detectorului de zona sa centrală. În felul acesta semnalul este cules numai din zona centrală, zona periferică – inelul de gardă fiind conectată la tensiunea de polarizare iar curenții superficiali sunt înlăturați.
Detectoarele cu strat de barieră la suprafață au o construcție mai simplă, joncțiunea putând fi realizată prin simpla expunere în aer a unui monocristal de tip n de mare rezistivitate ( = 1000 10000 m). astfel, stratul de oxid care se formează are proprietăți de tip p. O peliculă subțire de aur depusă prin evaporare în vid constituie contactul electric pe suprafața frontală, iar pe fața opusă se realizează un contact ohmic.
Detectori cu semiconductori de tip n-i-p (se mai numesc și detectoare Ge(Li) adică din germaniu cu litiu driftat) ; se realizează în două variante constructive de bază plane și coaxiale, cele coaxiale permițând obținerea de volume mai mari la aceeași adâncime de driftare (figura 4.13).
Fig. 4.13. Detectorul Ge(Li) în cele două variante: a) plan, b) coaxial
4.2. MĂSURAREA RADONULUI
Expunerea la radon și în special la descendenții săi de viață scurtă poate fi în unele situații o problemă serioasă pentru persoane individuale sau chiar pentru anumite grupuri de populație. Un exemplu în acest sens îl constituie urmările vastei industrii a exploatării uraniului din fosta Germanie de Est, mai ales în partea de sud-vest unde s-au găsit locuințe cu concentrații enorme de radon (100 kBq/m3).
Recunoașterea rolului radonului în declanșarea cancerului de plămâni a determinat Comisia Internațională de Protecție Radiologică (ICRP) să inițieze măsuri de micșorare a expunerii și să prescrie limite referitoare la concentrațiile de radon permise.
Primul lucru care trebuie făcut în orice program național sau regional de radon este identificarea ariilor cu potențial crescut și apoi studiul atent al distribuției radonului în aceste arii, urmând ca în final să se facă o cartare integrală a teritoriului considerat.
Pentru a se putea estima riscul la expunerea de radon trebuie obținute valorile medii ale concentrației de radon pentru iradierea internă și externă precum și variațiile temporale și sezoniale ale acestei mărimi. Astfel de determinări 90 cer prin urmare măsurători integrate (figura 4.14)
Fig. 4.14. Diagrama pentru estimarea expunerilor la radon
Când dispunem de măsurători momentane sau de scurtă durată, în estimarea valorii medii anuale se va face evident o eroare; astfel de erori sunt în tabelul 4.4 ca deviații standard.
Tabelul nr. 4.4
Deviații standard relative de la valoarea anuală obținute prin diferite metode
*TLD – dozimetru cu termoluminiscență
Principalele etape ce trebuie efectuate pentru a putea face un calcul al expunerii la radon sunt:
măsurarea concentrației de radon din aer ;
măsurarea produșilor de dezintegrare (descendenți) ;
determinarea factorilor de echilibru ;
distribuția fracțiunii atașate și neatașate a descnedenților ;
viteza de exhalație din sol și materiale de construcție ;
determinarea parametrilor de difuzie ;
estimarea expunerii la radon și descendenți.
În lucrarea 102 este prezentată o sinteză a datelor asupra tuturor tipurilor de măsurători de radon din diferite țări.
Radonul, thoronul și descendenții lor se pot măsura separat prin spectrometrie alfa sau gamma. În tabelul 4.5 90 sunt arătate principalele energii după care acești radionuclizi se pot identifica.
Tabelul nr. 4.5
Principalele energii alfa și gamma emise de descendenții radonului și thoronului
Detectorii de radon și descendenții se grupează în două categorii mari :
detectori activi ;
detectori pasivi.
Detectorii activi sunt acei detectori care necesită o sursă de curent (priză sau bacterii) pentru a putea înregistra radiațiile în timp ce pentru cei pasivi sursa de alimentare nu este necesară. În această ultimă categorie intră detectorii de urme, detectorii cu termoluminiscență, detectorii cu absorbție pe cărbune.
4.2.1. MĂSURAREA GAZULUI RADON ÎN ATMOSFERA LIBERĂ SAU ÎN INTERIOARE (DETECTORI ACTIVI)
În acest caz, gazul nobil radon trebuie să fie separat cu ajutorul unui filtru de produșii săi fixați sau nu pe aerosoli și introdus apoi în incinta de măsură.
În detector, radonul va putea genera din nou descendenții și deci pentru a putea obține informații valabile legate de radon trebuie precizate foarte clar timpul de început și durata măsurătorii. Din această cauză, din multitudinea de detectori disponibili numai unii se pretează la măsurători de radon. În tabelul 4.6 sunt prezentate principalele tehnici de măsurare a radonului-gaz cu detectori activi 103-105.
Tabelul nr. 4.6
Măsurarea radonului-gaz cu detectori activi
În cazul în care măsurarea se face cu o cameră de ionizare vom observa că imediat după introducerea prin filtru a radonului în volumul activ, curentul de ionizare începe să crească de la o valoare dată până la aprox. de 3 ori această valoare. Creșterea atinge un palier dupa aprox. 3-4 ore, acesta fiind timpul necesar ca radonul să intre în echilibru cu descendenții săi care au un timp de înjumătățire mediu de aprox. 50 minute (3 min., 26 min., 19 min.). După acest timp, curentul de ionizare este direct proporțional cu cantitatea de radon admisă în cameră. Dacă dorim să calculăm concentrația de radon fără să așteptăm timpul necesar pentru atingerea echilibrului acest lucru este posibil din valoarea măsurată a curentului de ionizare I(t) la un moment dat, bine precizat, de timp 106. Sensibilitatea teoretică a camerei de ionizare este de ordinul a 10-14 A/Bq la echilibru, iar timpii de măsură sunt de ordinul unei jumătăți de oră, depinzând și de volumul camerei ; astfel, pentru o cameră cu volum de 1 litru se poate obține o limită de 5 Bq/m3 cu o incertitudine de 15-20% 107.
O metodă frecvent utilizată pentru măsurarea radonului este metoda prin scintilație cu sulfură de zinc activată cu argint ZnS(Ag). În acest caz incinta numită și celulă Lucas constă dintr-un cilindru prevăzut la un capăt cu fereastră din cuarț și care se poate vida la extremitatea opusă având depus pe pereții interiori scintilatorul ZnS(Ag), figura 4.15.
Fig. 4.15. Celula Lucas – detecție prin scintilație
De regulă, introducerea radonului în celula Lucas se face prin perforarea dopului de cauciuc cu un ac de seringă. Prin fereastra de cuarț flaconul se cuplează la un fotomultiplicator care va converti scintilația produsă în peretele camerei în impuls electric. Măsurătorile se fac de regulă după atingerea echilibrului radioactiv între radon și descendenți (4 ore), caz în care vom obține 3 impulsuri pentru fiecare bequerel de radon. Practic, acest factor este de numai 2-2,5 impulsuri/bequerel depinzând de forma și mărimea camerei.
Datorită contaminării continue cu 210Pb, deci și cu descendentul activ al acestuia 210Po, celulele Lucas trebuie recalibrate din timp în timp.
O altă tehnică aplicată pentru măsurarea gazului radon este metoda celor două filtre. Aerul conținând radon este trecut printr-un filtru care reține produșii de dezintegrare și aerosoli și intră într-un cilindru în care se găsește al doilea filtru, figura 4.16.
Fig. 4.16. Metoda celor două filtre
O anumită cantitate de radon, depinzând de viteza de filtrare și mărimea tubului, se va dezintegra în acest volum. Acești produși apăruși sunt detectați pe cel de-al doilea filtru a cărui activitate alfa sau alfa și beta se poate măsura cu un detector. Eficiența acestei metode este destul de mică deoarece există o depunere importantă a 218Po pe pereții tubului. Pentru volume mari ale instrumentului au fost obținute limite de detecție de 1 Bq/m3 108.
Tehnica de mai sus a fost îmbunătățită prin aplicarea unui câmp electric pentru colectarea ionilor pozitivi de 218Po. Cele mai bune rezultate s-au obținut pentru o incintă sferică în care 218Po se depune chiar pe detectorul introdus în acest spațiu și care este un semiconductor cu strat barieră de suprafață. Eficacitatea de colectare 90 este în jur de 70%, depinzând de mărimea câmpului electric, de mărimea și umiditatea camerei.
Pentru a obține rezultatele reproductibile este folosit un desicator care să rețină vaporii de apă din fluxul de intrare.
Concentrația în acest gaz este dată de relația:
(4.5)
unde X – numărul de impulsuri alfa, E – eficiența de măsurare, V – volumul tubului, F – fracțiunea atomilor de RaA formați în tub care se depun pe filtru iar Z – este un factor în funcție de durata recoltării și măsurării și care pentru 5 minute recoltare și 5 minute măsurare este Z=1,672.
Timpul de rezoluție și limita de detecție (inferioară) sunt dependente de mărimea volumului camerei, de valoarea debitului utlizat precum și de valoarea câmpului electric aplicat. Folosind o cameră cu volum de 14 l s-a obținut o limită de detecție de 0,2 Bq/m3 109.
Fig. 4.17. Metoda celor două filtre modificată
4.2.2. MĂSURAREA DESCENDENȚILOR RADONULUI CU DETECTORI ACTIVI
Sistemele de monitorizare active cer totdeauna o sursă de alimentare cu energie electrică atât pentru pompe cât și pentru electronica asociată detectorului. Pentru a fi măsurați, acești descendenți sunt depuși fie pe filtre, fie direct pe suprafața detectorului. Se poate utiliza pentru detecție atât radiația alfa cât și cea beta sau chiar gamma. Fluxul care circulă și produce depunerea trebuie cunoscut.
Detectorul folosit 90 este de obicei un detector semiconductor (figura 4.18).
Fig. 4.18. Capul de detecție cu filtru folosit pentru descendenți
Prelevările de probe pot fi considerate în acest caz instantanee, ele durează atât timp cât durează și măsurarea, adică câteva minute. Aceste rezultate momentane pot prezenta fluctuații foarte mari, o valoare medie putându-se obține numai în cazul unui șir prelungit de măsurători repetate la intervale suficient de scurte.
O altă posibilitate de a măsura acești descendenți este folosirea adecvată a celulelor Lucas. Astfel, dacă cu două flacoane identice se recoltează probe de aer, în primul flacon folosindu-se filtrul pentru reținerea descendenților, iar în al doilea flacon prelevarea fiind făcută fără filtru, atunci după măsurarea imediată a acestor flacoane se obține concentrația de descendenți ca o diferență dintre valoarea arătată de flaconul al doilea și primul flacon.
Un câmp larg de aplicații îl constituie prelevarea și măsurarea descendenților radonului în mine și spații subterane. În aceste cazuri prelevarea probelor de descendenți se face prin filtre de 2 minute cu o viteză de 2-3 l/min, iar proba este măsurată după un timp scurt, de regulă prestabilit pentru toate măsurătorile. Acest timp este de 15-20 min. Aceste instrumente sunt, de regulă, numărătoare portabile și sunt proiectate pentru a funcționa în condițiile de lucru din subteran. Ele măsoară descendenții radonului și exprimă rezultatul (de obicei în WL) prin măsurarea concentrației de energie potențială alfa. Limita de detecție este de obicei 100-200 Bq/m3, adică aprox. 0,05 WL.
Deoarece concentrația de radon și de descendenți fluctuează mult în timpul unei zile datorită mai multor factori, printre care cel mai important este aerisirea și turbulența, este important de a urmări aceste variații în timp. În acest scop sunt întrebuințați detectori de radon sau de descendenți folosind un ansamblu detector-pompă-filtru.
Descendenții radonului, atunci când se fac măsurători în scopul radioprotecției sunt măsurați în principal printr-un ansamblu detector-filtru. Folosirea detectorilor -spectrometrici permite diferențierea acestor descendenți și calculul apoi al energiei alfa potențiale în aer.
Filtrele se măsoară în acest caz în intervale bine alese și se exprimă activitatea momentană, important de urmărit, în primul rând când este încercat sistemul de ventilație.
De regulă, descendenții se măsoară prin metode active, cele mai importante fiind prezentate în tabelul 4.7 :
Tabelul nr. 4.7
Tehnici de măsurare a descendenților radonului
4.2.3. MĂSURAREA INDIVIDUALĂ A DESCENDENȚILOR RADONULUI
Dintre descendenții de viață scurtă ai radonului, numai 218Po și 214Po sunt emitori alfa. Există în principal 2 grupe de metode pentru determinarea individuală a acestor descendenți :
a) Numărarea alfa globală la intervale de timp bine precizate și calculul contribuției fiecărui descendent ;
b) Spectrometria alfa cu detectori cu semiconductori și analizoare multicanal.
Recoltarea probelor se face prin filtrarea unei cantități cunoscute de aer într-un interval de timp determinat, iar activitatea descendenților depuși pe filtru se poate măsura fie în timpul recoltării, fie ulterior. Filtrele care au o porozitate sub 1 µm, au o eficiență de colectare de aprox. 100%. Filtrele membrană prezintă o mică dependență a eficienței de debitul de gaz sau de încărcarea filtrului în timp ce, cele din fibră de celuloză au o variabilitate inacceptabilă chiar în condiții de recoltare uniforme.
Numărarea alfa globală
Această tehnică a fost dezvoltată de Tsivoglou 110 și se bazează pe măsurarea vitezelor de numărare alfa globale la intervale de 5, 15 și 30 de minute, următoare unei perioade de recoltare de 5, 10, respectiv 30 minute pentru un debit de gaz filtrat de 5-10 l/min. Este necesar ca răspunsul detectorului alfa să fie independent de energia radiației în domeniul 6-7,69 MeV. Concentrațiile de 218Po, 214Pb și 214Bi sunt determinate prin rezolvarea unui sistem de trei ecuații cu trei necunoscute. Ulterior s-a arătat că metoda nu este foarte precisă în special pentru 218Po și că volume filtrate de 100 litri la o concentrație de 0,5-5 WL implică erori de 15-25% și de 25-35% pentru rapoartele 214Pb/218Po și 214Bi/218Po.
Această metodă a fost îmbunătățită de către Thomas 111 prin optimizarea intervalelor de măsurare. Astfel, pentru o perioadă de 5 minute recoltare la un debit de 10 l/min, urmată de o numărare alfa globală în intervalele de 2-5 min, 6-20 min și 12-30 min considerate de la terminarea recoltării, se obțin rezultate mai bune, iar limita de detecție a metodei este de 40 Bq/m3 pentru fiecare nuclid.
Concentrațiile de 218Po, 214Pb și 214Po sunt calculate de următoarele relații 111:
218Po(pCi/l)=[0,1689C1-0,0820C2+0,0775C3-0,0562R]/VE (4.6)
214Pb(pCi/l)=[0,0012C1-0,0206C2+0,0491C3-0,1571R]/VE (4.7)
214Bi(pCi/l)=[-0,0225C1+0,0332C2-0,0377C3-0,058R]/VE (4.8)
unde C1 este numărul total de particule alfa înregistrate în intervalul 2-5 min; C2 același număr înregistrat în intervalul 6-20 min; iar C3 același lucru pentru intervalul 21-30 min; R este viteza de numărare pentru fond; V debitul de gaz (l/min), iar E eficiența de numărare alfa (impulsuri/dezintegrare).
Dacă erorile în cunoașterea lui V și E sunt mici (1-3%) atunci deviația standard pentru fiecare descendent (pCi/l) poate fi calculată din următoarele ecuații:
S(218Po)=0,1[2,854C1+0,672C2+0,601C3+0,31R/T]1/2/VE (4.9)
S(214Pb)=0,1[0,00014C1+0,042C2+0,241C3+2,5R/T]1/2/VE (4.10)
S(214Po)=0,1[0,051C1+0,110C2+0,142C3+0,34R/T]1/2/VE (4.11)
unde T este timpul de măsurare pentru fond. Concentrațiile și erorile pot fi exprimate în Bq/m3 prin multiplicarea cu factorul 37.
Metodele descrise mai sus se pot aplica pentru determinarea descendenților în minele de uraniu. În cazul aerului atmosferic din exterior și din locuințe rezultatele sunt cu o marjă de eroare din cauza valorilor de măsurat care sunt mult mai mici în acest caz.
Precizia măsurătorilor ar putea fi mărită prin mărirea debitului însă debitele mari pot perturba fenomenul de recoltare datorită curenților de aer care se formează.
Una din condițiile esențiale pentru măsurători precise de RaA, RaB și RaC din atmosferă este ca durata de recoltare să fie cât mai scurtă, deoarece pentru timpii de colectare mari proporția concentrațiilor de descendenți este apropiată de condițiile de echilibru 112. Dar timpii de colectare scurți au dezavantajul unui conținut mic de produși de filiație pe filtru deci erorile statistice sunt mari în acest caz. Mărirea vitezei de recoltare care ar înlătura acest neajuns produce așa cum am mai spus perturbarea procesului de recoltare 113.
Cunoscând concentrațiile Q1, Q2, Q3 de 218Po, 214Pb și 214Bi din asta se poate calcula Nivelul de Lucru (Working Level) cu relația:
WL=(0,105Q1+0,516Q2+0,379Q3)/3700 (4.12)
unde concentrațiile sunt exprimate în Bq/m3 iar coeficienții din această relație reprezintă contribuțiile la energia potențială alfa în condiții de echilibru pentru 218Po, 214Pb și 214Bi.
Metoda descrisă a fost îmbunătățită de mulți cercetători în domeniu 114-116 în special pentru ca măsurătorile de 218Po (RaA) să fie mai precise. Aceste îmbunătățiri au vizat alegerea timpilor optimi de recoltare și măsurare precum și unele măsuri suplimentare luate în procesul de recoltare.
S-a ajuns astfel la precizii de 1,5-3,5% pentru 218Po iar pentru limita de detecție s-a obținut valoarea de 0,02 WL.
O modificare a metodei lui Tsivoglu a fost făcută de Cliff la o sugestie prezentată de James și Strong 45. Deoarece în metoda lui Thomas prezentată mai sus 62% din 218Po depus pe filtru s-a descompus înainte de a fi măsurat este de dorit măsurarea acestuia în timpul recoltării. O a doua măsurătoare s-a efectuat pentru un interval similar după recoltare. Din raportul celor două măsurători s-a putut determina de la început concentrația de 218Po iar din a doua și a treia măsurătoare rezultă concentrațiile de 214Pb și 214Bi. În acest fel sensibilitatea în determinarea 218Po a crescut de 3-5 ori iar prin extinderea timpului de măsură la o oră și a celui de recoltare la 10 min limita de detecție a fost mult îmbunătățită.
Spectroscopia alfa
Este o metodă modernă și precisă pentru determinarea descendenților de radon și thoron din aer 117. Proba este colectată la un debit cunoscut pentru un timp determinat, pe filtre cu porozitatea mai mică de 1 m. Proba este apoi măsurată de cel puțin două ori folosind un spectrometru alfa pentru a obține separat activitatea 218Po și a 214Po. folosirea detectorilor cu semiconductori cuplați cu analizorii multicanal perimite determinarea produșilor amintiți dintr-o singură înregistrare măsurându-se activitatea sub picurile de energie 6,00 MeV și 7,69 MeV. Se presupune că activitatea 214Bi și a 214Po sunt egale în toate cazurile.
După îmbunătățiri, cu această metodă s-au putut atinge limite de sensibilitate de 3 Bq/m3 pentru 218Po și 4 Bq/m3 pentru 214Po.
Nazaroff și al 118 au optimizat tehnica numărării în cele două intervale alegandu-le astfel încât deviația standard legată de caracterul statistic al fenomenului de dezintegrare să fie minimă posibil. În general cele mai bune rezultate se obțin făcând cât mai mic intervalul dintre sfârșitul recoltării și începutul primei măsurători. Pentru o manevrare manuală acest interval se poate reduce până la 1 minut. Pe baza cercetărilor prezentate în lucrarea citată mai sus a fost construit un aparat automat care colecta descendenții radonului consecutiv pe 7 filtre. Filtrele prin rotație erau aduse în poziția de numărare sub detectorul spectrometrului alfa și numărate fiecare pentru două intervale de timp prestabilite.
Pentru timpi de măsurare totali în intervalul 30-60 min limita de detecție a putut fi coborîtă sub 10 Bq/m3.
Prin efectuarea a două recoltări separate, prima de 15-20 min și măsurarea cât mai rapidă de 0-20 min pentru 218Po și a doua colectare 0-20 min și măsurători de 25-40 min pentru 214Po precizia determinărilor a fost îmbunătățită cu un factor de 2. Spectrometria alfa a fost aplicată și pentru măsurarea depunerii descendenților pe suport de aluminiu 45. În acest caz descendenții au fost prima dată ionizați printr-o descărcare ,,corona’’ și apoi colectați electrostatic pe folia de aluminiu. Acest sistem a fost ulterior dezvoltat și se folosește în prezent la construcția unor aparate de monitorizare continuă a descendenților radonului. De notat că o metodă alternativă pentru determinarea simultană a descendenților radonului din aer este și spectroscopia gamma 119-121. Interferențele cu alți radionuclizi naturali din aer și obiectele învecinate fac această metodă dificil de aplicat, oricum ea este inferioară metodei spectrometriei alfa în ce privește precizia și limita de detecție.
4.2.4. MĂSURAREA GLOBALĂ A DESCENDENȚILOR RADONULUI
Aceste tipuri de măsurători sunt cunoscute ca măsurători ale concentrației energiei potențiale alfa (Potential Alpha Energy Concentration = PAEC), iar unitatea de măsură este ’’Nivelul de Lucru (Working Level = WL).
O altă mărime de interes în toate studiile legate de radonul din aer este concentrația echivalentă de echilibru (Equivalent Equilibrium Concentration = EEC) măsurată în unități de activitate pe unitatea de volum (Bq/m3).
EEC este concentrația radonului în echilibru cu descendenții săi de viață scurtă care are aceeași energie potențială alfa ca și amestecul de concentrații al descendenților existenți.
EEC(Bq/m3) = 3,700 (Working Level) (4.13)
În scopul calculării unor mărimi de interes în radioprotecție, PAEC-ul este de obicei mărimea care se măsoară experimental. Măsurarea directă a PAEC-ului (concentrația de energie alfa potențială) necesită numai o singură măsurătoare a unei probe filtrate.
Există două tipuri de măsurători de concentrație de energie potențială alfa (CEPA) [CEPAPAEC]:
măsurători ale CEPA într-un timp sau loc dat
măsurători ale expunerii integrate fie pentru o persoană fie pentru o arie dată exprimate de obicei în WLH (Working Level Hours) sau WLM (Working Level Month).
Unitatea tradițională pentru CEPA este WL-ul care este definit ca ,,orice combinație a urmașilor de viață scurtă ai radonului care într-un litru de aer vor da în urma tuturor emisiilor alfa o energie de 1,3·105MeV (2·10-5J/m3)’’.
Dintre urmași, 214Pb și 214Bi sunt emițători beta/gamma. Totuși, deși în măsurători sunt înregistrate numai particule alfa de 218Po și 214Po, suma energiilor considerate în PAEC conține contribuții din 214Po, provenind din dezintegrarea descendenților beta-gamma emițători din probă. În figura 4.19 90 este arătată creșterea PAEC-ului cu timpul în radon inițial pur (fără descendenți la momentul inițial).
Fig. 4.19. Contribuția descendenților la PAEC ca funcție de timp într-un amestec generat de radonul pur
Cea mai utilizată metodă pentru măsurarea CEPA-ei sau al NL-ului (Nivelul de Lucru) este metoda Kusnetz 122. Această metodă a fost recomandată și se aplică în principal pentru monitorizarea descendenților de radon din mine. Metoda Kusnetz folosește o probă de aer trecută cu ajutorul unei pompe printr-un filtru și un numărător alfa (de obicei cameră de ionizare sau detector cu scintilație de ZnS(Ag)).
Metoda se bazează pe aceea că, după o oră de la recoltare impulsurile provin numai de la 214Po, format pe filtru prin dezintegrarea descendenților precedenți, și viteza de numărare corespunde destul de bine cu CEPA din timpul recoltării. Aerul este filtrat cu o viteză de 2-20 l/min timp de 5 min. după o întârziere de 40-90 min (40 min de obicei) se măsoară activitatea a filtrului. Numărul de dezintegrări pe minut și pe litru de aer este determinat aducând corecțiile de eficiență a filtrului și a eficacității de detecție alfa. Apoi acest număr este divizat printr-un factor de scară (150 când timpul de întârziere este de 40 min și 60 când acest timp este de 90 min). Concentrația energiei potențiale alfa exprimată în WL se poate calcula cu relația:
(4.14)
unde R este viteza de numărare în imp/min, E este eficiența de măsurare incluzând eficiența de colectare și detecție, t este durata recoltării în min, este debitul volumic în l/min, iar F este un factor corespunzător perioadei de întârziere.
Rezultatul obținut prin metoda Kusnetz este parțial inexact întrucât nu se respectă riguros dependența WL-ului de proporția descendenților recoltați. Factorul F se introduce pentru a da o valoare în WL pentru o medie a concentrației de descendenți întâlniți frecvent. Eroarea care se face datorită acestui aspect este de obicei mai mică de 12%. Pentru un timp de măsurare de 4 min, limita de detecție este de 0,003 WL cu o reproductibilitate de 15% 123.
Metoda lui Kusnetz a fost îmbunătățită substanțial de Rock 124 obținându-se următoarele limite de detecție: 0,41 WL, 0,003 WL și 0,00046 WL cu limite de eroare de 4%, 14% și respectiv 35%.
Un avantaj al metodei Kusnetz este acela că sistemul de detecție răspunde numai la energii alfa de 7,69 MeV și deci nu poate fi activat de alte radiații având deci un zgomot de fond foarte mic.
O altă metodă asemănătoare a fost dezvoltată de Rolle 125 și are avantajul de a fi rapidă; după o recoltare de 10 minute măsurarea se face într-un interval de întârziere de 5-10 min iar timpul de măsurare este de 10 min. Expresia pentru calculul CEPA după Rolle este:
[WL] (4.15)
unde R și F sunt vitezele de numărare în imp/min pentru proba filtrată și respectiv pentru fond, V este volumul probei filtrate în litri, tm timpul de măsură, E eficiența filtrului. Timpul de măsură este de regulă 10 min pentru un timp de recoltare de 5 min sau 5 min pentru un timp de recoltare de 10 min. Timpul de așteptare între începutul măsurării și sfârșitul recoltării este de 4,35 min, timp care determină și factorul 212,7 din expresia de mai sus.
Printre alte metode care sunt asemănătoare, și se bazează pe același principiu, amintim: metoda Hill 126, metoda James-Strong 127, metoda Schevre 128, metoda 3R/WL 129 și metoda Markov 130.
În cazul descendenților thoronului problema riscului se deosebește de cea pusă la descendenții radonului, iradierea datorându-se în întregime unui singur radionuclid 212Pb (ThB) și deci la supravegherea expunerii trebuie acordată cea mai mare atenție acestui element.
Determinarea concentratiei de ThB se poate face prin aspirație pe filtru la un debit de 2-10 l/min într-un interval de timp de 40-60 min și măsurarea filtrului la cel puțin 5 ore de la recoltare. Relația de calcul este:
(pCi/l) (4.16)
sau: (Bq/m3)
unde R este viteza de numărare în imp/min, E este eficiența de măsurare, este debitul volumic în l/min, t este durata recoltării (min).
Sensibilitatea depinde de volumul probei filtrate și de tipul de detector folosit. Pentru un volum de 100 l această sensibilitate este de 18,510-2 Bq dacă numărarea se face cu un contor Geiger-Muller și de 1,8510-2 Bq dacă se folosește un detector cu scintilație.
4.2.5. MĂSURAREA RADONULUI DIN AER PRIN METODE INTEGRATE
În tabelul 4.8 sunt arătate principalele detectoare pasive folosite pentru măsurători integrate :
Tabelul nr. 4.8
Tehnici de măsurare pasivă pentru radon și produșii de filiații 131-134
*SSNTD – solid state nuclear track detectors
4.2.5.1. Detectori bazați pe radiotermoluminiscență
Caracteristicile detectorilor cu termoluminiscență sunt prezentate în tabelul 4.9 135, cu mențiunea că această clasă de detectori este în plină dezvoltare la ora actuală și că pe lângă aplicațiile lor la determinarea radonului aceștia formează o clasă bine precizată de detectori folosiți în dozimetria gamma.
Tabelul nr. 4.9
Principalele caracteristici ale detectorilor cu termoluminiscență (TLD)
TDL 100, TDL 200 și TDL 700 sunt detectori cu termoluminiscență produși de Harshow Chemical Co, larg utilizați în toată lumea și au aproximativ același răspuns pentru radiațiile gamma.
4.2.5.2. Detectori de urme nucleare cu corp solid (SSNTD)
Au avantajul că nu sunt sensibili la radiații gamma și electroni, fiind deci folosiți numai pentru particulele alfa sau ioni grei. Cele mai folosite materiale ca detectori de urme în studiile de radon sunt :
Nitratul de celuloză : LR 115
Policarbonat : Makrofol, LEXAN
Alildiglicolul : CR 39
Citirea acestor detectori este făcută prin numărarea individuală sau citirea automată a urmelor produse (sub microscop), după ce în prealabil acești detectori au fost ,,developați’’. Procesul de developare poartă denumirea de ’’etching’’ și se folosește în 2 variante : chemical etching și electrochemical etching (înseamnă de fapt un atac chimic în prezența unui câmp electric alternativ care accelerează foarte mult atacul chimic).
Atacul chimic sau electrochimic se bazează pe faptul că agentul chimic folosit atacă (corodează) detectorul, viteza de corodare fiind mult mărită în locurile unde legăturile chimice din polimer au fost distruse de radiația alfa, astfel în acel loc apare o gaură (urmă) care devine vuizibilă sub microscop. În cazul developării chimice dimensiunea urmelor este de ordinul m-lor, mărimea acestor urme fiind în general independentă de unghiul sub care cad radiațiile alfa. Developarea electrochimică este aplică pentru policarbonați și alildiglicol neputând fi folosită pentru nitratul de celuloză. Atacul chimic este mult accentuat în prezența unui câmp alternativ de 2-3 kHz la o amplitudine a tensiunii de 1000-2000 V. În acest caz sunt deci necesare dispozitive electrice în care să aibă loc procesul de developare 135-138. Avantajul acestei metode este că se obțin urme sub forma unor gropi cu două ordine de mărime mai largi ca în cazul folosirii etchingului chimic obișnuit. Acest procedeu este foarte potrivit pentru măsurarea radonului de interior și este de asemenea foarte ușor de citit numărul de urme pe detector cu o aparatură optică simplă. Un dezavantaj ar fi că ei nu se pot folosi pentru concentrații mari de radon când densitatea de urme devine prea mare și deci urmele se pot suprapune.
Atât în developarea chimică cât și în cea electrochimică, agentul chimic de bază este o soluție de KOH de concentrație 6-8 mol/l.
În fig. 4.20 este prezentată eficacitatea de developare dată de densitatea relativă de urme în funcție de concentrația soluției de KOH.
Fig. 4.20. Influența concentrației de KOH asupra răspunsului detectorului
Pentru a se obține mai multe informații în legătură cu energiile la care a fost expus detectorul se poate face o predevelopare electrochimică, urmată apoi de developarea chimică propriu-zisă. În acest fel ne putem fixa pe o anumită fereastră de energie și putem să eliminăm energiile mai mari sau mai mici care ar interfera în măsurătorile de radon.
În figura 4.21 este arătată dependența răspunsului unui detector de urme în funcție de timpul folosit în predeveloparea electrochimică și care stabilește ca acest timp util să fie de 4-5 ore, după care densitatea de urme este independentă de acest parametru 139, 140.
Fig. 4.21. Influența timpului de predevelopare asupra răspunsului unui detector SSNTD
În cazul urmelor mari rezultate prin developarea electrochimică, citirea detectorului se poate face simplu, de exemplu cu un aparat de proiectat diapozitive, imaginile obținute fiind apoi fotografiate și urmele măsurate.
În figura 4.22 este reprodusă o imagine obținută cu un astfel de procedeu, densitatea urmelor fiind direct proporțională cu concentrația de radon și timpul cât a fost expus un astfel de detector în atmosfera cu radon.
Fig. 4.22. O parte din imaginea unei fotografii obținută pe hârtie fotografică după o mărire de 20 de ori
Există în prezent în toate laboratoarele unde preocupările în legătură cu măsurarea expunerii la radon au început de multă vreme (Univ. Gent, Univ. Debreczen, NRPB, etc.), dispozitive optice speciale care execută automat citirea densității de urme de pe suprafața expusă. În principiu, un astfel de numărător de urme se bazează pe principiul fotomultiplicatorului 141. Toate măsurătorile cu acești detectori necesită o calibrare foarte îngrijită, deci pentru a putea fi măsurate concentrațiile de radon din aer trebuie în prealabil expuși detectorii în camere cu atmosferă de radon bine cunoscută.
4.2.5.3. Detectori prin adsorbție pe cărbune
Rutherford, în 1900, a fost primul care a observat că se poate utiliza cărbunele pentru adsorbția și concentrarea radonului. Primele încercări experimentale cu scopul de a produce aparatură dozimetrică folosind acest principiu au fost făcute de Megumi 142 care a folosit cărbunele activat la detecția fluxului de radon din sol. Metoda a fost ulterior preluată și extinsă pentru măsurarea radonului din aer în multe laboratoare din lume143-146. În toate cazurile, radonul adsorbit pe cărbune se măsoară prin spectrometrie gamma, RaB și RaC emit radiații gamma foarte intense.
Factorii care afectează precizia măsurătorilor cu această metodă sunt legați de cantitatea de cărbune folosită, dezintegrarea radioactivă a radonului captat, precizia măsurătorilor gamma și adsorbția apei din atmosferă. Corecția datorată apei adsorbite se poate face prin cantărirea cantității de cărbune înainte și după expunere putând ajunge în unele cazuri până la 50%.
S-a constatat că în general concentrațiile măsurate au fost supraestimate pentru o atmosferă uscată (4% umiditate relativă) și subestimate la atmosferă foarte umedă (80% umiditate relativă) 147. După corecțiile făcute datorită umidității se măsoară proba de cărbune expusă prin spectrometrie gama sub fotopicul de 609 keV (214Bi) sau de 352 keV (214Pb) care sunt cele mai intense energii emise. Pentru mărirea preciziei numărarea se poate face sub tot spectrul. S-a estimat că pentru o canistră cu cărbune de diametru 7,8 cm și 8,2 cm înălțime conținând 150 g cărbune activ sensibilitatea este de aproximativ 1 Bq/m3. Marja de eroare pentru radon în acest caz este de 50%.
În Statele Unite au fost utilizate pentru măsurători de radon canistrele de cărbune care echipau măștile de gaze folosite în al doilea război mondial de U.S. Army și care au fost predate pentru reformă 143. Aceste canistre (cutii) cilindrice din metal de 5 cm înălțime cu o arie transversală de 80 cm2 conțineau 80 g de cărbune. Amestecul de gaze absorbite a fost eliminat prin încălzirea canistrelor la 120o C timp de mai multe ore iar canistrele au fost apoi plasate pentru măsurători (expuse în atmosfera în care trebuie determinată contribuția de radon) timp de 3 zile. După această perioadă de colectare canistrele au fost returnate la laborator pentru măsurători gamma spetrometrice folosind detectori de NaI (Tl). După corecțiile făcute pentru umiditate s-a calculat că pentru o expunere de 72 ore limita de detecție pentru radon este de 7 Bq/m3 și respectiv 11 Bq/m3 după cum măsurătorile se fac la 3 ore respectiv 72 ore de la ridicarea canistrei. Tot cu ocazia acestor cercetări s-a arătat că în condiții externe (total nesupravegheate) concentrațiile de radon măsurate pot fi superestimate maximum cu 40% dar pot să fie mult subestimate 250% mai ales din cauza desorbției 222Rn din cărbune în anumite situații. Aceste condiții extreme nu sunt de obicei întâlnite în condiții de mediu normale.
Pentru limitarea desorbției s-a sugerat folosirea unor bariere de difuzie între cărbune și atmosfera ambiantă. Astfel au fost încercate sticluțe de medicamente de 20 ml conținând 10 g cărbune activ și prevăzute cu un tub pentru difuzie pentru un timp de expunere de 24 ore. Se poate obține o sensibilitate maximă dacă se folosesc 20 g cărbune și măsurarea să se facă prin numărare cu lichide scintilatoare 147.
Bazându-se pe cercetări experimentale și considerente teoretice pentru a reduce cât mai mult influențele nedorite în special legate de umiditate și de desorbția cărbunelui, Cohen și Nason, în 1986 148 au propus construirea unor astfel de detectori foarte ieftini pentru monitorizarea radonului din case.
Și în România această metodă ar putea fi aplicată cu rezultate foarte bune și la un preț de cost acceptabil având în vedere înzestrarea majorității laboratoarelor de protecție a mediului cu detectori cu scintilație NaI (Tl). De fapt, această metodă a fost deja aplicată cu succes în România pentru măsurarea exhalației de radon 149.
O metodă alternativă și de asemenea ieftină care merită a fi abordată pentru a obține detectori pentru radonul din interior este metoda detectorilor de urme unde există deja unele rezultate 150.
CAP. 5. Metodologia privind evaluarea riscului
Se bazează pe principiul: sursă-cale-receptori. Acest principiu presupune existența unei surse ,,suficiente” pentru a produce efecte asupra receptorilor și o ,,cale” prin intermediul căreia componentele de ,,hazard” din sursă să ajungă în receptori. În general, abordarea presupune plecarea de la date puțin relevante și de aceea se folosesc presupuneri ,,conservatoare” pentru evaluarea riscului.
Estimarea riscului 151 cuprinde două etape:
În prima etapă s-a făcut estimarea existenței unui risc potențial pentru receptori, prin identificarea și caracterizarea următoarelor:
Sursele de contaminare și potențiali contaminanți;
Căile de expunere;
Prezența receptorilor umani;
Factori specifici locului (sol, climă, topografie, hidrografie, etc.).
SURSELE DE CONTAMINARE ȘI POTENȚIALII CONTAMINANȚI
Sursele de contaminare din industria minieră uraniferă, rezultate în urma sistării activității de exploatare, sunt :
,,surse punctuale”- datorate efluenților gazoși și aerosoli (prin eliminarea aerului viciat din subteran) și a contaminațiilor: Rn + descendenții de viață scurtă;
,,surse punctuale “ – datorate efluenților lichizi (ape de mină sau ape de șiroire ce spală haldele de minereu sărac), dacă se deversează direct în rețeaua hidrografică – contaminanți: U și Ra;
,,surse punctuale”- datorate prezenței haldelor de minereu și minereu sărac – prin contaminanții: emisii de Rn, iradiere gamma, uraniu și descendenții activi din particule de praf antrenate de vânt.
,,o sursă punctuală” rezultată din alte activități miniere (încărcarea, descărcarea, relocarea minereului sărac) – contaminanți: emisii de Rn, pulberi radioactive.
POTENȚIALE CĂI DE EXPUNERE
Pentru estimarea riscului sunt posibile următoarele căi de expunere 152 a potențialilor receptori umani din proximitatea surselor:
Calea terestră expunerea la radiații
Calea acvatică ingestia de apă de mină contaminată
ingestia produselor vegetale sau animale recoltate din zona poluată
Calea aeriană ingestia accidentală de sol contaminat
inhalarea de Rn cu descendenții de viață scurtă
inhalarea de praf cu descendenții de viață lungă
POTENȚIALII RECEPTORI
ființe umane – personal muncitor (mineri)
– populația (persoane) din grupul critic
resursele de apă – de suprafață (râuri)
– freatice
recolte, animale, animale sălbatice.
Etapa a doua a constat în evaluarea calitativă prin estimarea dozelor potențialilor receptori și cuprinde trei stadii:
Calculul concentrațiilor din punctul de expunere ce se referă la concentrația contaminanților generați de surse, în diferite medii de dispersie (apă, aer, praf) în punctele unde se presupune că ar fi receptorul.
Estimarea dozei: s-a calculat conform metodologiei AIEA 153, UNSCEAR 40, WISMUT 154.
Calcularea riscului: s-a făcut în ipoteza că acesta este dat de produsul dintre pericol și expunere (probabilitate – magnitudine).
ECHIPAMENTE, TEHNICI ȘI PROCEDURI DE MĂSURARE ȘI INTERPRETARE UTILIZATE
Întrucât în toate căile de transfer este posibilă prezența radionuclizilor, acestea au fost puse în evidență fie direct, fie prin recoltarea de probe.
calea terestră
s-a determinat doza debit de tip gamma pe teren (Sv/h)
aparatura: radiometru cu sensibilitatea de 0,01 Sv/h
au fost recoltate probe de sol, sedimente, material din iaz
recoltarea s-a făcut cu sonda specială la adâncimi diferite pentru sol
probele au fost analizate pentru U, Ra, Th și alte elemente chimice în laborator (ppm, Bq/g)
aparatura folosită: analizor multicanal cu detector de germaniu hiper pur, spectrografie de emisie, absorbție atomică
calea aeriană
determinarea pe teren a concentrațiilor 222Rn și a descendenților
aparatura folosită: detector electronic pentru determinarea 222Rn și 220Rn prin spectrometrie , RAD7 cu sensibilitatea de 4 Bq/m3; sistem portabil pentru determinarea nivelelor de lucru WL model Pylon
determinarea pe teren a fluxului de Rn
aparatura folosită: incinta pentru acumularea 222Rn cuplată cu RAD7
calea acvatică
determinarea pe teren cu aparatul RAD7 având un adaptor special pentru determinarea 222Rn, 220Rn din probele de apă; domeniul 1,85 Bq/l – 9250 Bq/l;
recoltarea a 2 l din punctele de probare: izvoare, fântâni, rețea hidrografică și analiza în laborator a U = spectrofotometric cu arsenazo III și metalele grele prin absorbție atomică.
Toată aparatura utilizată a fost etalonată și verificată metrologic de unități autorizate.
Rezultatele obținute fie din investigații de teren (doza debit gamma, concentrațiile de 222Rn, determinarea fluxului de 222Rn) sau în urma analizării probelor în laborator pentru U, 226Ra, Th sunt interpretate, alcătuindu-se hărți cu izoconținuturi în care au fost delimitate arealele contaminate pentru fiecare caracteristică radioactivă în parte.
CALCULUL RISCULUI
Pentru a exprima cantitativ acest risc radiologic a fost adoptat un sistem de clasificare 155 în care, atât probabilitatea ca acțiunea radiațiilor să-și atingă ținta, cât și magnitudinea acestei acțiuni asupra receptorului, sunt clasificate conform unui punctaj arbitrar, după cum urmează:
Probabilitatea ca acțiunea radiațiilor să-și atingă ținta în suficientă măsură pentru a produce daune este clasificată în:
Mare (4) – sigur sau aproape sigur are loc
Medie (3) – rezonabil se va produce
Ușoară (2) – rar se va întâlni
Mică (1) – nu se va întâmpla practic niciodată
Magnitudinea acțiunii asupra receptorului se clasifică analog:
Foarte mare, coeficient 5: doza efectivă anuală suplimentară peste 5 mSv/an;
Puternică, coeficient 4: doza efectivă anuală suplimentară în jur de 5 mSv/an;
– nenorociri umane ;
– boli pe termen lung;
– semnificative schimbări ale ecosistemelor;
– distrugerea unor specii–pagube ireparabile;
Moderată, coeficient 3: doza efectivă anuală suplimentară în jur de 3 mSv/an;
– producerea de boli pe termen scurt;
– schimbări ale ecosistemelor fără a produce dispariția speciilor;
Slabă, coeficient 2: doza efectivă anuală suplimentară în jur de 2 mSv/an;
– diferite boli pentru oameni;
– câteva schimbări ale ecosistemului cu efecte negative privind funcționarea ecosistemului;
– pagube reparabile;
Neglijabilă, coeficient 1: doza efectivă anuală suplimentară 1 mSv/an sau mai mică;
– aspecte mai degrabă supărătoare asupra populației;
– nu sunt schimbări ale ecosistemului;
Riscul (probabilitatea x magnitudinea)
A rezultat astfel o matrice a determinării riscului radiologic 156 pentru populația din arealul industriei miniere uranifere, coeficientul de risc fiind definit ca produsul dintre coeficientul probabilității ca acțiunea radiațiilor să-și atingă ținta și coeficientul magnitudinii acțiunii. Această matrice, prezentată în Tabelul 5.1, evaluează cantitativ riscul radiologic pe baza coeficientului de risc, care are valori cuprinse între 1 și 20, după cum urmează:
Tabelul nr. 5.1
Matricea determinării riscului radiologic pentru populația din arealul industriei miniere uranifere
Scara riscului
Relațiile dintre magnitudine, doza efectivă suplimentară mai mare de 1 mSv/an și decesele prin cancer/milion persoane după 38 sunt redate mai jos (tabelul 5.2):
Tabelul nr. 5.2
Magnitudinea, doza efectivă suplimentară și numărul deceselor prin cancer/milion persoane
CAP. 6. CERINȚE DE MONITORIZARE RADIOLOGICĂ A PERSONALULUI EXPUS PROFESIONAL ȘI A LOCURILOR DE MUNCĂ
Măsurarea nivelelor noxelor prezente în zonele de lucru care implică riscul expunerii la radiații are un dublu scop, pe de o parte pentru a permite evaluarea iradierii personalului, iar pe de altă parte, pentru a furniza informațiile necesare aplicării măsurilor adecvate, în vederea reducerii cât mai mult posibil a iradierii. Pentru a se putea alege măsurile cele mai eficiente de limitare a iradierii, rezultatele măsurătorilor trebuie să permită:
Detectarea și evaluarea surselor principale de iradiere;
Verificarea eficienței măsurilor de combatere aplicate;
Depistarea deficiențelor în funcționarea instalațiilor sau a dispozitivelor de protecție care determină nivele ridicate de expunere;
Anticiparea zonelor la care prin dezvoltarea lucrărilor se pot crea situații care să conducă la o creștere a nivelului iradierii.
Locurile de muncă unde există riscul expunerii la radiații sunt monitorizate prin următoarele tipuri de măsurători:
Măsurarea debitelor dozei date de expunerea externă;
Măsurarea concentrației radonului;
Măsurarea concentrației descendenților radonului.
6.1. MĂSURAREA DEBITELOR DOZEI DATE DE EXPUNEREA EXTERNĂ
Supravegherea locurilor de muncă se face prin măsurarea debitului dozei, folosindu-se în acest scop diverse tipuri de radiometre. Cel utilizat în această lucrare este de tipul EBERLINE FH-40-F2 (Anexa 2), având o sensibilitate de 0,02 Sv/h și un grad de incertitudine de 6% pentru nivelul de încredere P = 99,73%. Calibrarea lui și verificarea s-a făcut de către Biroul Român de Metrologie Legală.
Pentru stabilirea expunerii medii din zona unui loc de muncă, sau la un anumit gen de lucrare, s-au făcut un număr suficient de măsurători în locuri reprezentative. Au fost avute în vedere, de asemenea, locurile de circulație mai intensă sau de staționare a personalului. În acest mod s-au făcut măsurători la locurile de muncă de la suprafață sau din subteran, evaluându-se expunerea medie din toate zonele în care s-au desfășurat activități cu materii prime nucleare.
6.2. DETERMINAREA CONCENTRAȚIEI DE RADON PRIN METODE ACTIVE ȘI PASIVE
Determinarea concentrației de radon se poate efectua printr-o multitudine de metode care se pot împărți în metode active și metode pasive.
Metode active
metode globale (alfa global)
Cea mai răspândită metodă globală de măsurare a concentrației radonului este metoda camerei de scintilație (flacoanele de scintilație).
metode spectrometrice (alfa spectrometric)
Prin aceste metode se determină separat 218Po și 214Po din seria 238U și radioizotopii 216Po și 212Po din seria 232Th. Determinările sunt posibile numai prin utilizarea unui detector semiconductor de radiații, și anume siliciul.
Deoarece în ultimul timp se recomandă utilizarea echipamentelor de tip b), vom prezenta pe scurt aparatul RAD7 utilizat în această lucrare la care detectorul de radiații este siliciul, care are un înalt grad de selectivitate energetică în sensul că separă energiile alfa emise de 222Rn și 220Rn (toron).
6.2.1. Aparatura RAD 7
Este un instrument produs de firma DURRIDGE – BEDFORD S.U.A. (Anexa 2) care a fost achiziționat și în România (figura 6.1).
Figura 6.1. Măsurători de radon și toron cu ajutorul aparatului RAD7
RAD 7 este un instrument cu ajutorul căruia se realizează măsurători de radon și toron, prin spectrometrie . Aparatul are o pompă care introduce aerul filtrat (astfel că aerosolii solizi ai Rn din aer sunt reținuți), măsurătorile efectuându-se în cicluri de 5 minute.
RAD 7 folosește un detector solid constituit dintr-un material semiconductor de siliciu, care convertește radiația într-un semnal electric, putând determina energia fiecărei particule făcând astfel posibilă determinarea exactă a fiecărui izotop 218Po și 214Po. RAD 7 divide spectrul de 0-10 MeV într-o serie de 200 canale de măsurare individuale, fiecare canal având 0,05 MeV, care sunt grupate în patru secvențe sau nivele de energie. Aceste ferestre (nivele de energie) corespund la următorii descendenți:
A = 6 MeV – 218Po (U)
B = 6,78 MeV – 216Po (Th)
C = 7,69 MeV – 214Po (U)
D = 8,78 MeV – 212Po (Th)
Întrucât detectorul de siliciu este de înaltă calitate iar analiza spectrală se face într-un timp scurt, valoarea fondului peste care se suprapune informația utilă este foarte mică, aparatul fiind astfel ,,imun’’ la creșterea 210Po, care datorită timpului său de viață mare poate induce un fond remanent deranjant.
După terminarea măsurătorilor, valorile sunt printate cu ajutorul unei imprimante ce aparțin aparatului. Acesta ne dă rezultatul sub o anumită formă, în care sunt specificate următoarele:
data și ora;
numărul de cicluri măsurate;
valoarea concentrației medii a Rn cu eroarea standard și unitatea de măsură (pCi/l sau Bq/m3);
temperatura;
spectrul cumulat al energiilor;
cea mai mică și cea mai mare valoare înregistrată de aparat.
În figura 6.2 se prezintă determinarea 222Rn și 220Rn din aerul din sol cu aparatul RAD7.
Fig. 6.2. Aparatul RAD7 – determinarea radonului și toronului din sol
Metode pasive:
Pentru acești detectori folosiți nu este necesară nici o alimentare cu energie pe timpul operării. În tabelul 6.1 sunt arătate principalele detectoare pasive utilizate.
Tabelul nr. 6.1
Detectoare pasive 131-134
6.2.2. Determinarea concentrației de 222Rn prin metoda urmei gravate
În timpul executării măsurătorilor de 222Rn este necesar să se cunoască condițiile meteorologice, respectiv:
presiunea barometrică;
precipitațiile;
temperatura;
viteza vântului;
perioada din zi când se fac măsurătorile;
acoperirea cu nori.
Radonul a fost determinat printr-o monitorizare pasivă care măsoară concentrațiile de-a lungul câtorva săptămâni sau luni.
metodologia de lucru cu detectoarele de urme
Acestea au avantajul că nu sunt sensibile la radiații gamma și electroni, fiind deci foarte folosite numai pentru particule alfa sau ioni grei. Cele mai folosite materiale ca detectoare de urme în studiile de radon efectuate sunt:
nitratul de celuloză: LR 115;
policarbonat: Makrofol, LEXAN;
alildiglicolul: CR 39 (figura 6.3).
Fig. 6.3. ,,RADON MONITORUL’’ cu detectorul CR39 și amplasarea acestuia
În sol, în ultimul nivel din componența încapsulării iazului au fost executate mici gropi cu dimensiunile de 20/20/15 în care s-au introdus ,,detectoare de urme’’ (figura 6.4)
Fig. 6.4. Sistemul de monitorizare cu ,,detectoare de urme’’
Acestea sunt cutii din plastic cu 14 cm și înălțime 6 cm iar pe fundul lor s-a atașat detectorul – film sensibil la radiații de tipul LR 115 (figura 6.5). Cutia este așezată cu gura în jos, astfel încât particulele alfa de la descendenții 222Rn, respectiv 218Po, 214Po să producă un ,,impact’’ asupra detectorului. După 1-2 luni de la instalare, acestea sunt scoase (figura 6.6).
Fig. 6.5. Instalația (microscop-calculator) pentru investigarea ,,urmelor radiației alfa’’ de pe filmul ,,detector’’ – Laboratorul INCDMRR
Fig. 6.6. Operația de ,,extragere’’ a ,,incintei cu filtrul detector’’
Citirea acestor tipuri de detectoare s-a făcut prin numărarea individuală sau citirea automată (sub microscop) a urmelor produse de radiațiile (mici găuri care devin vizibile la microscop), după ce în prealabil aceste detectoare au fost ,,developate’’. Procesul de developare este de două feluri și anume: developare chimică și electrochimică. Developarea se face cu o soluție de KOH 30% într-o baie termostatată la 70oC, timp de 2 ore. Atacul chimic sau electrochimic se bazează pe faptul că agentul chimic folosit atacă detectorul, viteza de corodare fiind mult mărită în locurile unde legăturile chimice din polimer au fost distruse de radiațiile alfa, astfel în acel loc apare o gaură (urmă) care devine vizibilă la microscop (figura 6.7).
CONȚINUT DE FOND b) CONȚINUT ANOMAL
Fig. 6.7. Rezultatul determinărilor prin metoda ,,urmei gravate’’ (detectorul folosit: LR115)
Toate măsurătorile cu aceste detectoare de urme necesită o calibrare foarte îngrijită, deci pentru a putea fi măsurate concentrațiile de radon din aer, detectoarele au fost expuse în camere de calibrare cu o atmosferă de radon bine cunoscută.
Valoarea măsurată cu aceste detectoare integratoare este concentrația de radon (XRn):
(6.1)
unde C(t) este concentrația de radon la momentul t (Bq/m3), iar T este durata de expunere (zile)
Limita de detecție
Pentru o liniaritate între expunerea la radon și densitatea de urme numărate pentru sensibilitatea w a camerei de difuzie avem:
(6.2)
unde: w – sensibilitatea de radon (urme/cm2) (kBq/m3)zi;
N1 – numărul de urme măsurate în regiunea A1
N0 – numărul de urme măsurate în regiunea A0
A1 și A0 – ariile în care s-au măsurat urmele N1 și N0
localizarea detectoarelor – urma gravată
Detectoarele descrise mai sus au fost instalate pe conturul depozitului în găuri de 20/20/25 din 100 în 100 m.
După o expunere de 1 lună, au fost scoase apoi și, la laboratorul central, filmul detector a fost investigat și s-a determinat concentrația de 222Rn (Bq/m3).
Această metodă este mai sigură datorită următoarelor aspecte:
timp îndelungat de măsurări;
nu este afectată de fluctuațiile climaterice, care reprezintă un factor important în măsurătorile directe;
poate da informații de pe o arie și o adâncime mai mare.
6.2.3. Determinarea fluxului de 222Rn (Bq/m2s)
Pentru determinarea fluxului de 222Rn este ncesară o incintă pentru acumularea gazului (222Rn) și un aparat pentru determinarea acestuia.
În acest scop, a fost folosită metoda elaborată în anul 2005 de geochimistul Mihai Popescu care a determinat pentru prima dată în industria minieră uraniferă fluxul de radon din arealul minier Ciudanovița 157.
În unele situații este necesară cunoașterea fluxului de radon ca o consecință a emanației radonului, specifică unei anumite suprafețe sau volum de substanță radioactivă. Minereul radioactiv de uraniu eliberează în mod continuu radon, acesta fiind produsul de dezintegrare al radiului 226Ra. Emanația radonului se caracterizează prin coeficientul de emanare () definit ca raportul dintre concentrația de 222Rn eliberată în mediul înconjurător (C) și întreaga cantitate de 222Rn formată în același timp (C+d), d fiind concentrația rămasă la locul de formare:
(6.3)
Dacă raportăm coeficientul de emanare la unitatea de suprafață prin care se emană radonul vom obține fluxul de radon, exprimat în Bq/m2s.
Fluxul de radon se obține cu formula:
(6.4) unde:
V – volumul incintei de acumulare a 222Rn m3
S – suprafața incintei m2
t – timpul de măsurare s
CRnA – concentrația de 222Rn după acumulare Bq/m3
CRn0 – concentrația de 222Rn la timpul 0 Bq/m3
În România, eliberările de radon după dezafectarea incintelor în care au fost depozitate deșeuri radioactive sunt limitate la 0,74 Bq/m2s 159-161.
6.3. MĂSURAREA CONCENTRAȚIEI DESCENDENȚILOR RADONULUI
6.3.1. Unități specifice ale dozimetriei radonului
Radioactivitatea aerului dată de produșii de dezintegrare ai radonului (figura 6.7), este exprimată prin mărimea ,,Concentrația energiei potențiale alfa’’ (PAEC), iar unitatea de măsură este Bq/m3 sau WORKING LEVEL (WL) – Nivelul de lucru.
Fig. 6.8. Schema de dezintegrare a uraniului
Această unitate a fost introdusă în 1950 pentru a standardiza expunerea la radon a muncitorilor din minele de uraniu 162.
1 WL – corespunde la o concentrație a descendenților de viață scurtă ai 222Rn de 100 pCi/l = 3700 Bq/m3;
1 WL este orice combinație a descendenților de viață scurtă ai radonului care într-un litru de aer vor da în urma tuturor emisiilor alfa o energie de 1,3×105 MeV (2×10-5 J/m3).
Efectele inhalării produșilor de filiație ai radonului sunt proporționale cu energia degajată de aceștia la nivelul pulmonului și se exprimă în literatură prin ,,expunerea la radon’’.
,,Expunerea la radon’’ are ca unitate specifică WLM și reprezintă expunerea unui individ la o concentrație a ,,energiei alfa potențiale’’ de 1 WL timp de 170 ore (o lună de lucru).
1 WLM = 1 WLx170 h = 3700 Bq/m3 x 170 h
Coeficienții de conversie între unitățile folosite în dozimetria Rn, respectiv: expunerea anuală în WLM (E), expunerea anuală în mSv (H) și concentrația radonului în Bq/m3 (C) sunt:
O altă mărime de interes în toate studiile legate de radonul din aer este ,,concentrația echivalentă de echilibru’’ (Equivalent Equilibrium Concentration EEC) măsurată în unități de activitate pe unitatea de volum (Bq/m3) – sau CEE (Anexa 1).
Pentru aceasta, se face determinarea simultană din același loc a concentrației radonului și a concentrației descendenților alfa emițători, iar proporția în care echilibrul este realizat la locul investigației este dată de relația:
(6.5)
în care:
ERn – este proporția în care este realizată starea de echilibru radon/descendenți %
CD – concentrația descendenților alfa activi (Bq/m3)
CRn – concentrația radonului (Bq/m3)
Cunoscându-se starea de echilibru în locul determinării se poate afla concentrația echivalentă de echilibru după relația:
(6.6)
unde:
EEC – concentrația echivalentă a radonului cu descendenții săi alfa activi;
CRn – concentrația radonului;
ERn – proporția echilibrului calculată după relația (6.5).
În general, starea de echilibru se determină cu o periodicitate semestrială și de fiecare dată când survin situații noi care pot influența acumularea radonului și descendenților în atmosfera locurilor de muncă, de exemplu la modificări esențiale de aeraj.
Factorul de echilibru caracterizează calitatea aerajului de la locul de muncă. Cu cât factorul de echilibru este mai mic decât 1, cu atât aerul este mai bun, descendenții radonului neputând ajunge la echilibru cu radonul, iar cu cât factorul de echilibru este mai apropiat de 1 aerajul este mai slab. La valoarea 1 descendenții ajung în echilibru 100% cu radonul.
În termeni de concentrație echivalentă de echilibru, limita dozei efective pentru personalul expus profesional de 20 mSv/an este dată de o concentrație a radonului de 1110 Bq/m3 = 30 pCi/l aflat în echilibru cu descendenții săi.
Alternativ, limitele pot fi exprimate în termeni de energie alfa potențială încorporată.
20 mSv corespund la 17 mJ pentru 222Rn (Art. 19 din 159);
20 mSv corespund la 51 mJ pentru 220Rn.
Pentru expunerile la descendenții 222Rn și 220Rn limitele de doză pentru persoane expuse profesional pot fi interpretate astfel:
20 mSv corespund la 14 mJhm-3 (4 WLM) – pentru 222Rn;
20 mSv corespund la 42 mJhm-3 (12 WLM) – pentru 220Rn.
6.3.2. Măsurarea descendenților radonului
Aceste tipuri de măsurători sunt cunoscute ca măsurători ale concentrației ,,energiei potențiale alfa’’ (PAEC) Anexa 1.
În cadrul acestei teze s-a folosit în acest scop determinarea nivelului de lucru (WL) – descendenții 222Rn cu aparatul Pylon (Anexa 2), care funcționează astfel (figura 6.8):
– aspiră aerul cu un debit de 2 l/min printr-un filtru pe care se depun descendenții;
– impulsurile radiațiilor generate de descendenții de pe filtru sunt înregistrate cu un detector care separă radionuclizii funcție de energia lor;
– rezultatele sunt imediat printate în unități WL;
– filtrul se înlocuiește după fiecare determinare.
Analiza descendenților se poate efectua și prin alte metode, care pot fi selectate funcție de necesități: metoda continuă, metoda alfa spectral, metoda Kusnetz 122 sau metoda Tsivoglou 110, rezultatele fiind date în WL.
Fig. 6.9. Determinările WL (descendenților) cu aparatul Pylon
CAP. 7. ESTIMAREA DOZELOR EFECTIVE PENTRU PERSOANE DIN POPULAȚIE ȘI DIN GRUPURILE CRITICE
7.1. STRUCTURA DOZEI EFECTIVE
Doza de radiații este o mărime ce caracterizează energia depusă pe o țintă de către o radiație. Conceptul de doză cuprinde o multitudine de abordări 163, 164 privind definirea dozei din diverse puncte de vedere 159.
7.1.1. Modul de iradiere
Un organism poate fis supus unei expuneri externe și/sau unei expuneri interne. Corespunzător acestor două tipuri de expuneri are loc o iradiere externă și/sau o iradiere internă; se poate vorbi totodată de o doză externă și o doză internă.
7.1.2. Căile de transport
Transportul radionuclizilor de la sursa de unde provin la un organism sau în mediu se face pe următoarele căi:
Calea terestră
Calea aeriană
Calea acvatică
Ținând cont atât de modul de iradiere cât și de căile de transport, expunerile la care poate fi supus organismul sunt:
Pentru expunerea externă:
Radionuclizi atmosferă sau apă organismul uman: expunere dată de radionuclizii prezenți în atmosferă sau apă;
Radionuclizi atmosferă sau apă piele: contact direct cu radionuclidul (contaminarea pielii);
Radionuclizi atmosferă sau apă sol sau sediment sau vegetație
organismul uman: expunere datorată radionuclizilor depuși pe sol, în sedimente sau vegetație.
Pentru expunerea internă:
Radionuclizi atmosferă organismul uman: inhalare;
Radionuclizi atomosferă sau ape (sol, sediment)
(vegetație și/sau lapte, carne) organismul uman: ingerare.
În figura 7.1 se prezintă modul de iradiere și căile de transport ale radionuclizilor corespunzătoare surselor de radiații care au drept țintă omul.
Fig. 7.1. Căile de expunere la radiații
Importanța și ponderea acestor tipuri de iradiere depind de o serie de factori dintre care menționăm:
Natura radionuclidului: emițător gamma, beta, alfa, timpul de înjumătățire;
Starea fizică: solid, gaz, lichid;
Proprietățile chimice;
Unele caracteristici referitoare la factorii afectați, de ex.: condițiile climatice, meteorologice, tipul de agricultură;
Unele caracteristici referitoare la populație: vârsta, dieta, obiceiurile.
Ținând cont de 7.1.1. și 7.1.2. rezultă că doza efectivă este o sumă de componente:
ET = Eext + Eint
ET – doza efectivă totală
Eext – doza efectivă externă; se mai notează cu E deoarece corespunde iradierii externe prin radiație gamma
Eint – doza efectivă internă care corespunde încorporării directe sau indirecte de radionuclizi prin inhalare sau ingestie
Eint = Einh + Eing
Einh – se referă la inhalarea radonului și a prafului radioactiv
Eing – se referă la ingestia apei, laptelui, cărnii, vegetației și peștelui
Aceste componente pot fi reunite în următoarea formulă prin care s-a calculat doza efectivă 152, 158:
ET = E + EhRn + Eh,i + Eia + Eic (7.1)
în care:
ET – doza efectivă totală
E – doza efectivă prin iradiere externă gamma
EhRn – doza efectivă prin inhalarea radonului
Eh,i – doza efectivă prin inhalarea prafului radioactiv
Eia – doza efectivă prin ingerarea apei și alimentelor
Eic – doza efectivă prin ingerarea accidentală a unor materiale contaminate
La determinarea dozei efective totale, care de regulă se face pe un an, se ține cont de faptul că în natură există un fond de radiații denumit de regulă fondul (Efond), care trebuie scăzut din măsurătoarea totală. Ceea ce depășește fondul natural se numește doză suplimentară și are formula:
Esup = ET – Efond (7.2)
7.2. DETERMINAREA DOZEI EFECTIVE GENERATĂ DE FONDUL LOCAL
Întrucât omul trăiește într-un spațiu geografic caracterizat printr-un substrat geologic diferit și altitudine diferită, aceastea conduc la o doză efectivă anuală, ce caracterizează fondul local.
Doza efectivă totală are două componente:
doza efectivă datorată iradierii externe gamma – a fost determinată experimental măsurându-se debitul dozei gamma în locul în care s-ar găsi individul ipotetic pentru care se efectuează investigația.
doza efectivă internă, datorată inhalării și ingestiei radionuclizilor, a fost determinată indirect măsurându-se concentrația radioactivă pentru U, Ra și Rn precum și cantitatea medie încorporată a substanțelor care sunt inhalate și ingerate de om (apa, aerul, alimentele, etc.).
Ținând cont de expresia dozei efective totale: ET = E + Eic + Eia + Eh i + Eh Rn au fost măsurate valorile de fond pentru toate căile (acvatică, terestră, aeriană), iar măsurătorile (doza debit gamma, concentrațiile de Rn, recoltarea probelor de apă și de praf radioactiv) s-au efectuat ținând cont de următoarele aspecte:
la o depărtare suficient de mare de orice sursă de radiații, pentru ca măsurătorile să nu fie viciate;
să nu caracterizeze unele depozite geologice cu răspândire mică în zonă, dar cu un fond radioactiv ridicat;
măsurătoarea a fost efectuată la înălțimea de 1 m deasupra solului (pentru doza debit gamma și Rn);
apa s-a recoltat din rețeaua hidrografică, izvoare la o depărtare de 500 m amonte de arealul incintei amenajate pentru depozitarea deșeurilor de la prepararea minereurilor uranifere.
Din concentrațiile obținute în teren sau în urma analizării în laborator, au fost determinate dozele efective pentru fiecare modalitate de expunere și cale de transport.
Formulele de calcul ale componentelor dozei sunt aceleași, atât la determinarea fondului, cât și la determinarea dozei efective datorate sursei radioactive.
Doza efectivă externă E (calea terestră)
Cunoscând valoarea dozei debit gamma obținută prin măsurători în teren s-a calculat doza externă Efond cu ajutorul unei formule:
(7.3)
unde:
t – timpul de expunere [ore/an] = 7000 ore (după 161)
D – doza debit gamma [Sv/h]
E fond – doza efectivă totală anuală [mSv/an], datorată fondului local
Doza efectivă internă: Eint = Einh + Eing
Doza efectivă anuală prin inhalare:
a1) Inhalare Rn + descendenții de viață scurtă (calea aeriană): EhRn
s-a făcut monitorizarea concentrației de 220Rn și 222Rn prin măsurători periodice;
concentrația de fond a radonului sau toronului a fost determinată în direcția opusă direcției vântului;
pentru măsurători au fost alese intervale de timp în care umiditatea relativă a aerului să fie cât mai apropiată de cea normală.
*Doza efectivă anuală exprimată în mSv/an provocată de inhalarea de radon s-a calculat după o formulă care cuprinde:
(7.4)
unde:
CRn – concentrația de radon în aer [Bq/m3]
texp – durata expunerii [ore/an]
r – rata de respirație [m3/h]
DC – coeficientul de conversie activitate doză [mSv/Bq], pentru persoane din public DC = 6,3×10-6
Cech – coeficientul de echilibru între radon și descendenții săi
Cech – 0,7 în exterior după 45 sau 0,4 atât în interior cât și în exterior după 165
a2) Doza internă prin inhalare de praf radioactiv (calea aeriană): Ehi
Dacă au existat aerosoli în aer (pulbere de uraniu + toriu) s-a calculat doza efectivă anuală provocată de cantitatea de uraniu + toriu existentă. În formulă au fost introduse:
activitatea (A) pentru fiecare element;
numărul de ore expunere (t);
cantitatea de aer inhalată într-o oră de o persoană (V);
coeficientul de conversie (DC), un factor dependent de nuclid pentru convertirea activității inhalate în doză.
Formula de calcul utilizată este:
(7.5)
unde:
A – [Bq/m3] funcție de conținutul în sursă al radioelementului
t – [ore/an]
V – rata de respirație [m3/h] – 0,92 m3/h populație – timp liber, după 161
DC – [Sv/Bq] (din tabele, pentru timpul de absorbție S specific fiecărui tip de radioelement prezent)
Reamintim că Eh Rn + Eh i reprezintă o parte a dozei efective interne generată prin inhalare (Rn + praf radioactiv).
Doza efectivă anuală prin ingerare Eing:
Ingerarea de apă (calea acvatică)
Formula de calcul utilizată este:
(7.6)
unde:
Cr – concentrația de activitate a elementului ingerat [Bq/l]
Ir – rata de ingestie l/an = 730 161
DCJ – coeficientul de conversie [Sv/Bq] din tabele, pentru fiecare radioelement prezent
Ingerarea de alimente, pește, fructe, prin transfer al radioelementelor din apa și solul contaminat
Formula de calcul folosită:
(7.7)
unde:
Ming – cantitatea ingerată [kg/an], 22 g/an 161;
DC – coeficientul de conversie activitate – doză, [Sv/Bq] din tabele, pentru fiecare radioelement prezent;
Crad – concentrația de activitate a radionuclidului în aliment [Bq/g]
Această componentă a fost calculată în special pentru determinarea dozei efective suplimentare, nu în scopul determinării dozei efective generate de fond care este nesemnificativă.
Materiale contaminate – sol, mâl fin de pe haldă, etc. (Eic) (calea terestră)
(7.8)
unde:
Ming – cantitatea ingerată [kg/an];
DC – coeficientul de conversie activitate – doză, [Sv/Bq];
Crad – concentrația de activitate a radionuclidului [Bq/g]
7.3. ESTIMAREA DOZEI EFECTIVE TOTALE ȘI A CELEI SUPLIMENTARE
Odată obținută doza efectivă anuală generată de fondul local, cu acceași metodologie a fost calculată și doza efectivă totală pentru persoane din populația grupului critic din aria de influență a iazului cu deșeuri radioactive.
Prin diferența dintre doza efectivă totală și cea generată de fondul local s-a obținut doza efectivă suplimentară totală.
Pentru acestea, au fost stabilite câteva scenarii localizate atât în exteriorul zonei supravegheate, cât și în grupurile critice, în special în aval de activitatea minieră și de preparare sau pe direcția vântului predominant, iar estimarea dozelor s-a făcut pentru fiecare cale de transfer.
Pentru estimarea dozei efective generată pe cale acvatică, este necesar debitul râului, astfel ca funcție de debitul apei de mină și concentrația în radioelemente, să se determine concentrațiile în radioelemente după diluție.
Debitele minime maxime și medii ale rețelei hidrografice unde a fost stabilit scenariul pentru evaluarea dozelor, a fost obținut de la INMH, iar concentrațiile sunt determinate cu formula:
= concentrația pentru fiecare radioelement în apă (7.9)
unde:
CE și CR – conținutul în radioelement în efluent și râu;
QE și QR – debitul efluentului și al râului.
În legătură cu valoarea dozei efective suplimentare pentru persoane din grupul critic existent în aria de influență a instalațiilor opționale de minerit sau de preparare a minereurilor de uraniu, în art. 14 din 159 se stipulează că valoarea dozei efective suplimentare anuale (prin toate căile) se restricționează la 0,3 mSv/an, cu condiția ca doza colectivă pentru grupul critic să nu depășească 0,2 Sv·om pe an.
Pentru iradierea indirectă prin lanțurile trofice: apă, vegetație, carne, unt, pește, au fost luați în calcul mai mulți parametri pentru determinarea concentrației radionuclizilor în produse și apoi determinarea dozei efective.
Valorile acestor parametri au fost preluate din 40, 161 și 166-168.
7.3.1. Modul de concentrare în plante
Au fost luate în calcul concentrațiile în:
apa de irigat (care poate fi apa din rețeaua hidrografică, fântâni contaminate cu apa de mină sau de la iazurile cu șlam radioactive);
norma de irigare: 3,62 l/m2;
perioada 3 luni/an;
concentrațiile în sol;
densitatea solului = 1700 kg/m3;
acumularea pe termen lung, 15 ani = 5475 zile.
Ecuația este următoarea:
(7.10)
unde:
TB – depozit pe termen lung, care depinde de durata de irigare (zile)
Cplanta – concentrația contaminanților în plantă prin preluarea din apă [mg/kg]
λB = λ1+0,000027
λi – constanta de dezintegrare a radionuclidului
Capa – concentrația în apă [mg/l]
Ir – rata de irigare [m2/zi]
Ip – fracțiunea de irigare, fracțiunea din an în care culturile sunt irigate
BTFplanta – factorul de biotransfer sol-iarbă [mg/kg] (plantă uscată) / [mg/kg] sol uscat – 1×10-2 (după 161)
– densitatea solului [kg/m3] multiplicată de adâncimea solului (15 cm)
7.3.2. Modul de concentrare în carne
Pentru estimarea concentrației de radionuclizi în carne se folosesc factorii de biotransfer, rata de ingestie și fracția de timp cât ,,animalul’’ stă la păscut. Formula de calcul este:
Ccarne = Ccarne-apa + Ccarne-hrana (7.11)
unde:
Ccarne-apa = BTFapa-tesut x Capa x IRapa x fw (7.12)
Ccarne-apa – concentrația contaminantului în carne prin ingestia apei contaminate [mg/kg]
BTFapa-tesut – factorul de biotransfer [zile/kg de materie vie]
Capa – concentrația în apă [mg/l]
IRapa – norma de ingestie a apei pentru vite [l/zi] – vită = 50 l/zi
fw – fracția de apă băută din locul contaminat (animalele obținut 100% din apa de băut din situs)
Ccarne-hrana = BTFhrana-tesut x Chrana x IRhrana x fp x fs (7.13)
Ccarne-hrana – concentrația contaminatului în țesut muscular datorită hranei [mg/kg]
BTFhrana-tesut – factorul de biotransfer hrană-țesut [zile/kg] – masă umedă
Chrană – concentrația radionuclizilor în iarbă [mg/kg]
IRhrana – rata de ingestie zilnică pentru animal [kg/zi] = 13 kg/zi
fp – fracția de timp cât animalul stă pe locul contaminat (animalul stă 100% pe pășunea din situs, dacă nu se cunosc condițiile care să influențeze accesul)
fs – fracția de timp cât animalul mănâncă de pe locul contaminat (animalele obțin 90% din hrană de pe sit, 10% prin hrănirea suplimentară).
7.3.3. Modul de concentrare în lapte
Se folosește următoare ecuație:
Cvaca-lapte = BTFhrana-lapte x Chrana x IRhrana x fp x fs x fw (7.14)
unde:
Cvaca-lapte – concentrația contaminantului în laptele vacii de la hrană sau apă [mg/l]
BTFhrana-lapte – factor de biotransfer hrană-lapte
Chrana – concentrația radionuclizilor în hrană și apă [mg/kg]
IRhrana – rata de ingestie pentru hrană [kg/zi] sau apă [l/zi] – 13 kg/zi hrană și 75 l/zi apă (pentru vite de lapte)
fp – fracția din an cât animalul stă pe locul contaminat
fs – fracția din an cât animalul mănâncă de pe locul contaminat
fw – fracția din an cât animalul bea apa din locul contaminat
7.3.4. Modul de concentrare în pește
Ecuația este următoarea
Cpeste = BCTpeste x Capa (7.15)
unde:
Cpeste – concentrația contaminantului în pește [mg/kg]
Capa – concentrația contaminantului în apă [mg/l]
BCFpeste– factorul de bioacumulare apă–țesut pește
7.3.5. Parametrii pentru expunerea persoanelor
greutatea corpului (după 145)
adult = 70 kg
copil 5 ani = 15 kg
durata vieții = 70 ani (25550 zile)
biodisponibilitatea bucală: toți contaminanții sunt disponibili
rata de consum pentru vegetale
adulți 200 kg/an după 161
copii 40 kg/an după 161
rata de ingestie a rădăcinilor vegetale:
adulți 450 g/zi
copii 300 g/zi
rata de ingestie pentru vegetale nerădăcinoase:
adulți 220 g/zi
copii 100 g/zi
rata de ingestie pește:
adulți 40 g/zi
copii 30 g/zi
rata de consum pentru produse animale (lapte)
adulți 120 kg/an
copii până la un an 200 kg/an după 161
rata de consum pentru carne
adulți 80 kg/an
copii 100 kg/an după 161
timpul petrecut de o persoană pe amplasamentul dezafectat – 7000 ore pe an, după 161
timpul petrecut în exterior (muncă, timp liber) și în interior, minim 2000 ore/an după 161
concentrația de pulbere radioactivă în aerul exterior = 0,2 mg/m3 pulbere radioactivă, după 161
rata de respirație în timpul liber = 0,92 m3/oră după 161
rata de respirație în timpul lucrului = 1,2 m3/oră după 161
rata consumului de apă = 730 l/an după 161
rata de consum pentru pulberi – sol contaminat
adulți 22 g/an
copii 110 g/an după 161
înălțimea față de suprafața investigată la care se determină debitul iradierii externe, concentrația de 222Rn și concentrația de pulbere radioactivă = 1 metru, după 161
CAP. 8. Estimarea dozelor efective Și evaluarea riscului pentru populaȚia din grupurile critice, aferente
zonei miniere CIUDANOVIȚA
8.1. GENERALITĂȚI
Metodologia evaluării dozei efective totale a urmat recomandările organismelor internaționale ca: IAEA, ICRP, UNSCEAR și Manualul pentru Măsurarea Radioactivității (WISMUT ) Anexa 1.
Doza efectivă totală are două componente:
Doza efectivă externă datorată iradierii externe gamma – se determină experimental măsurându-se debitul dozei în locul în care s-ar găsi sau se găsește individul pentru care se efectuează investigația;
Doza efectivă internă, datorată inhalării și ingestiei radionuclizilor – se determină indirect dacă se cunoaște concentrația radioactivă pentru U, Ra și Rn precum și cantitatea încorporată a ,,substanțelor” care intră în organism: aerul, apa, alimente (lapte, carne, pește, etc.)
Normele Internaționale de Radioprotecție cât și cele din România 159 admit pentru un individ din populație o doză suplimentară ,,cauzată” de toate sursele naturale prin toate căile din zona în care trăiește, de 1 mSv/an, care se adaugă la doza efectivă datorită fondului din perimetrul (arealul) investigat.
Valoarea estimată a dozei efective anuale (denumită până acum EDE=echivalentul de doză efectivă) mediată pe întreaga planetă datorită fondului, este de 2,4 mSv/an 40. Din această valoare, 1,1 mSv/an sunt dați de radon (222Rn) și descendenții săi cu timp de înjumătățire scurt, 0,16 mSv/an toronului (220Rn) și descendenții acestuia, 0,35 mSv/an radiației cosmice și 0,33 mSv/an de 40K (tabel 8.1).
Tabelul nr.8.1
Doza efectivă anuală (mSv/an) medie pe întreaga populație–iradierea naturală 40
Estimarea dozei efective anuale pentru țara noastră 43 conduce la valori apropiate de cele corespunzătoare întregii populații de pe glob (tabel 8.2).
Tabelul nr. 8.2
Doza efectivă anuală (mSv/an) medie în România 43
Doza efectivă totală anuală ET (denumită până acum EDE = echivalentul dozei efective) este compusă din:
ET = E + Eic + Eia + Ehi + Eh Rn
unde: E = doza efectivă externă
Eic + Eia = doza efectivă prin ingerare (Einh)
Ehi + Eh Rn = doza efectivă prin inhalare (Eing)
Doza efectivă prin ingerare + Doza efectivă prin inhalare = Doza efectivă internă.
8.2. CALCULUL DOZELOR EFECTIVE ANUALE DATORATE FONDULUI NATURAL
În cazul zonei Ciudanovița, pentru a evidenția valoarea dozelor suplimentare prin toate căile de transfer de unele persoane din populația grupului critic, au fost determinate întâi dozele primite datorită fondului atât pentru arealul minier, cât și pentru grupurile critice (satul Ciudanovița și colonia Ciudanovița):
arealul minei Ciudanovița – datele au fost folosite pentru scenariul 1
Colonia Ciudanovița și satul Ciudanovița (grupurile critice) – datele au fost folosite pentru scenariul 2.
Zona minieră Ciudanovița (figura 8.1)
Din măsurătorile debitului dozei și ale concentrațiilor radionuclizilor de interes (Rn, U, Ra, Th), folosind relațiile de calcul (7.3 – 7.15), s-a obținut:
Debitul dozei gamma = 0,18 Sv/h
Doza efectivă anuală prin iradiere externă gamma datorită fondului Efond = 1,26 mSv/an (calea terestră)
Conținutul de Rn la suprafață = 30 Bq/m3
Doza efectivă anuală prin inhalarea Rn (iradiere internă – calea aeriană) datorită fondului: Eh Rn = 0,53 mSv/an
Conținutul de fond în U și Ra în pârâul Jitin înainte de intrare în zona minieră Ciudanovița (500 m amonte de CFR): U = 0,007 mg/l și Ra = 0,005 Bq/l
Doza efectivă anuală prin ingerarea de apă, carne, pești, vegetație: Eaifond = 0,013 mSv/an (calea acvatică)
Doza efectivă totală anuală primită de o persoană prin toate căile generate de fondul local din perimetrul minier Ciudanovița este:
ET fond = 1,80 mSv/an
Fig. 8.1. Localizarea perimetrului minier Banat și așezările umane limitrofe
Grupurile critice din colonia Ciudanovița și satul Ciudanovița (figura 8.2)
Debitul dozei gamma = 0,10 Sv/h
Doza efectivă anuală prin iradiere externă gamma datorită fondului: Efond = 0,7 mSv/an (calea terestră)
Conținutul de Rn = 15 Bq/m3
Doza efectivă anuală prin inhalarea de Rn datorită fondului: Eh Rn = 0,264 mSv/an (calea aeriană)
Conținutul de fond în U și Ra în pârâul Jitin înainte de intrarea în zona Ciudanovița (500 m amonte de CFR): U = 0,007 mg/l și Ra=0,005 Bq/l.
Doza efectivă anuală prin ingerare de apă, carne, pește, vegetație: Eia = 0,013 mSv/an (calea acvatică)
Doza efectivă totală primită de o persoană prin toate căile datorită fondului local în satul Ciudanovița este:
ET fond= 0,977 mSv/an
Observație: Celelalte componente ale dozei efective totale respectiv :
Eic – doza efectivă internă obținută prin ingestia de ,,materiale” contaminate (sol, etc) și
Ehi – doza efectivă internă datorită inhalării de praf radioactiv, în cazul determinării fondului au o importanță (componentă) nesemnificativă (zero).
Fig. 8.2. Căile de acces în zona minieră Ciudanovița
8.3. CALCULUL DOZELOR EFECTIVE ANUALE SUPLIMENTARE PRIMITE DE PERSOANE DIN POPULAȚIA ,,GRUPURILOR CRITICE’’
Plecând de la datele generale privind distribuția radioelementelor în sursele aferente exploatării miniere (halde și ape de mină) precum și a celor de proveniență (izvoare, pârâiașe, ogașe) s-a procedat la calcularea dozelor primite de populația din grupurile critice, luând în studiu diferite scenarii 158.
Astfel:
scenariul 1 – reprezintă o zonă situată în extremitatea NE a perimetrului minier (figurile 8.3, 8.4) unde persoane din populație pot coabita pe o anumită perioadă datorită distanței scurte (850 m) și ușurinței de acces în zonă
scenariul 2 – cuprinde atât extremitatea NV a perimetrului minier Ciudanovița cât și primul grup critic, respectiv primele blocuri din partea sudică a coloniei Ciudanovița (figurile 8.3, 8.4) reprezentând o situație ,,normală’’ de coabitare.
Fig. 8.3. Localizarea scenariilor folosite pentru determinarea dozelor efective primite de persoane din grupurile critice
Fig. 8.4. Localizarea scenariilor folosite pentru determinarea dozelor efective primite de persoane din grupurile critice
SCENARIUL 1
Calculul dozei pentru o persoană din populație care ar locui lângă sursa radioactivă (figura 8.3).
Denumirea surselor :
apa din afluentul de stânga al Văii Minei (figura 8.4);
suprafața de sol contaminată (fost depozit), figura 8.5.
Localizarea :
la 800 m distanță de primul grup critic – colonia Ciudanovița pe Valea Minei în apropierea izvoarelor acestuia (figura 8.3);
Contaminanți:
U, Ra, emisii de Rn, radiații gamma;
Căile de expunere :
expunerea la radiații gamma;
ingerarea de apă și hrană;
inhalarea de Rn și descendenții de viață scurtă (Bi, Pb);
inhalarea de praf cu radionuclizi cu viață lungă.
Receptori :
persoane din populație, care vor ,,locui’’ în jurul surselor arătate mai sus;
animale (vaci și oi) ce se vor hrăni din arealul surselor;
fauna acvatică (pești);
fondul cinegetic (căprioare, mistreți, lupi);
vegetație: iarbă, pășuni.
Alte date caracteristice :
altitudinea 340 – 350 m;
direcția vântului: SV – NE;
viteza medie a vântului 5 m/s;
văi cu energie de relief mică;
precipitații sub media pe țară.
Calculul dozei efective a fost efectuat pentru toate căile de expunere:
ingestie (acvatică);
inhalare (aeriană);
iradiere gamma (terestră).
Fig. 8.5. Schița cu poluarea solului și a rețelei hidrografice datorită proceselor naturale și activității umane
8.3.1.a. Calculul dozei efective prin iradiere externă E (calea terestră)
Sursele și concentrațiile:
Suprafața de sol contaminată – fost depozit minereu- (fig. 8.4, 8.5);
conținutul maxim de U = 0,650 % și Ra = 11 Bq/g ;
debitul dozei gamma la suprafață = 3,40 Sv/h;
Alte date :
timp de staționare a persoanei din populație: pe perioada timpului frumos 5 luni x 6 ore/zi = 900 ore;
În cazul când persoana din populația grupului critic este prezentă lângă/pe aria cu valori ridicate 900 ore pe an, doza externă datorită iradierii gamma (figura 8.6) este: E1 = 3,06 mSv/an, la care se adaugă E2 = 1,131 mSv/an pentru restul timpului (7860 ore) petrecut în condițiile normale cu fondul de 0,18 Sv/h.
Deci, doza efectivă anuală prin iradierea gamma este: ET = 4,19 mSv/an
din care doza suplimentară primită de o persoană din populație, în condițiile de mai sus este:
E sup = 2,93 mSv/an
Fig. 8.6. Distribuția dozei debit gamma pe suprafața de sol contaminat (fost depozit de minereu)
8.3.2.a. Calculul dozei primite de o persoană prin iradiere internă
8.3.2.1.a. Ingerare
calea acvatică Eia
Se presupune că o persoană adultă din grupul critic folosește timp de un an, pentru a bea sau pentru "irigarea" culturilor, direct apă din pârâul Minei, în zona de izvoare (fig. 8.2, 8.3). De asemenea, se presupune că apa este folosită și pentru adăpatul vitelor, iar hrana acestora o constituie iarba contaminată de aceeași apă din pârâu.
Aici, suntem în situația ca acest pârâiaș contaminat din surse diferite (naturale și antropice) să fie considerat astăzi ca sursă de poluare pentru pârâul Jitin.
Concentrații:
U = 5,8 mg/l;
Ra = 0,12 Bq/l.
Calculul dozei primite de o persoană în condițiile arătate mai sus prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pește este prezentat în tabelul 8.3.
Tabel nr. 8.3
Doza primită de o persoană adultă din grupul critic prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pește
Deci: EiTa = 8,52 mSv/an
Acest scenariu este imposibil de realizat întrucât presupune ca o persoană din populație să se hrănească numai cu produse dintr-un areal de câțiva m2 timp de un an de zile.
În acest scenariu ,,conservator’’, concentrațiile din apa afluentului Văii Minei generează o doză suplimentară prin ingerare de:
Eai sup = 8,51 mSv/an
(obținută după scăderea dozei datorită fondului Ei fond = 0,013 mSv/an).
calea terestră Eic
Deoarece pe această cale au loc încorporări de materiale contaminate care apar accidental și foarte rar, am considerat Eic 0.
8.3.2.2.a. Calculul dozei prin inhalare (calea aeriană)
8.3.2.2.1.a. Calculul dozei datorită inhalării de radon EhRn
Sursele:
Suprafața de sol contaminată – fost depozit de minereu;
Concentrațiile:
conținutul de Rn la suprafața solului înierbat = 285 Bq/m3
Timpul de staționare a persoanei lângă sursă:
5 luni x 6 ore/zi = 900 ore
În cazul staționării lângă/pe zona cu concentrații ridicate, doza efectivă prin inhalare este:
Eh Rn1 = 0,64 mSv/an
la care se adaugă Eh Rn2 = 0,461 mSv/an, pentru restul de timp petrecut de persoana din populație în condițiile de fond = 30 Bq/m3.
Doza efectivă anuală prin inhalare este: Eh RnT = 1,10 mSv/an
Din care doza suplimentară efectivă:
Eh Rn sup = 0,57 mSv/an
8.3.2.2.2.a. Calculul dozei prin inhalarea de praf cu radionuclizi de viață lungă din seria 238U, Ehi
Surse:
suprafața de sol contaminată, ce este în totalitate înierbată;
În cazul de față persoana din populație nu va primi o doză suplimentară prin inhalare de praf. Ehi sup = 0 mSv/an
Concluzii :
Însumând valorile obținute pentru toate componentele dozei de radiații atât pentru fond, cât și pentru zona luată în considerare la scenariul 1, s-au obținut datele din tabelul 8.4.
Tabel nr. 8.4
Doza efectivă suplimentară anuală primită de o persoană din populație pe diferite căi, în cazul scenariului 1
Doza efectivă totală obținută prin însumarea tuturor dozelor primite prin toate căile de o persoană din populație ce ar locui pe suprafața de sol contaminată (fost depozit minereu) și ar folosi apa din afluentul Valea Minei este de : ET = 13,01 mSv/an
Doza suplimentară efectivă anuală ce nu ar trebui să depășească 1 mSv/an conform noilor norme din România (august 2000), în scenariul 1 este :
ET sup = 12,01 mSv/an
deci mult peste limita impusă de lege, ponderea cea mai mare fiind dată de calea acvatică.
Calculându-se gradul de risc pentru persoana care ar locui în scenariul 1, acesta este mare. Probabilitatea 4; magnitudinea 4; grad de risc – coeficientul 16.
SCENARIUL 2
Zona de expunere este situată în apropierea confluenței Văii Minei cu pârâul Jitin, aici fiind prezente câteva locuințe din partea sudică a coloniei Ciudanovița (figura 8.1).
Surse:
halda de la galeria 4 situată la 120 m de locuințe;
apa din Valea Minei (apă potabilă);
apa ce iese din stația de tratare.
Căile de expunere:
expunerea la radiații gamma;
ingerarea de apă și hrană;
inhalarea de Rn și descendenții de viață scurtă (Bi, Pb);
Contaminanți:
U, Ra din apă;
emisii de Rn;
radiații gamma;
Receptori:
persoane din populația grupului critic (colonia Ciudanovița) care locuiesc în jurul (apropierea) surselor;
animale (vaci și oi) ce se vor hrăni din arealul surselor;
fauna acvatică (pești);
fondul cinegetic;
vegetație: iarbă, pășuni.
Alte date caracteristice :
altitudinea 310 m;
direcția vântului: din NV-SE;
viteza medie a vântului 4 m/s;
locuințele sunt situate la 100 m de emergența apelor de mină și a confluenței Văii Minei (râu poluat) cu pârâul Jitin.
Calculul dozei efective s-a efectuat pentru toate căile de expunere:
ingestie (acvatică);
inhalare (aeriană);
iradiere gamma (terestră).
8.3.1.b. Calculul dozei prin iradiere externă (calea terestră)
Sursele și concentrațiile:
suprafața haldei de la G 4;
conținutul maxim de U = 0,0024% și Ra = 0,14 Bq/g ;
debitul maxim al dozei gamma 0,40 Sv/h.
Alte date:
timp de staționare pe perioada de vară 5 x 6 ore/zi = 900 ore.
în apropiere de drumul județean Oravița – Ciudanovița și de locuințe (figurile 8.1, 8.2).
În cazul când persoana din populația grupului critic este prezentă lângă/pe aria cu valori de 0,40 Sv/h, 900 ore/an, doza externă datorată iradierii gamma este: E1 = 0,360 mSv
la care se adaugă E2 = 0,62 mSv pentru restul timpului (7860 ore) petrecut în condițiile normale cu fondul de 0,10 Sv/h.
Deci doza efectivă anuală prin iradierea gamma este: ET = 0,98 mSv/an iar doza efectivă suplimentară pentru o persoană din grupul critic va fi :
E Sup = 0,280 mSv/an
8.3.2.b. Calculul dozei primite de o persoană prin iradiere internă
8.3.2.1.b. Ingerare
calea acvatică Eia –
Aici se pot întâlni mai multe situații:
persoana din populație poate folosi direct apa din Valea Minei + apa de infiltrație din G4 care se varsă în pârâul Jitin;
persoana din populație poate folosi direct apa ce iese din stația de decontaminare în condițiile prezente;
persoana din populație poate folosi direct apa din pârâul Jitin ce trece prin fața locuințelor, după emergența cu apa din G4 (de infiltrație), apa Văii Minei și apa tehnologică după deversarea din stația de decontaminare.
Calculul dozei primite de o persoană când folosește apa din Valea Minei + apa de infiltrație de la G 4: Ei Ia
Cu debitul minim: EiIaa
Se presupune că o persoană din colonia Ciudanovița, folosește timp de un an pentru a bea sau pentru ,,irigarea” culturilor direct apa din Valea Minei + G4, cu debitul minim. De asemenea, se presupune că apa este folosită și pentru adăpatul vitelor, iar hrana acestora o constituie iarba contaminată cu aceeași apă din Valea Minei.
Concentrații:
U = 2,05 mg/l;
Ra = 0,17 Bq/l;
Debit = 1,1 l/s.
Tabel nr. 8.5
Calculul dozei primite pentru debitul minim
Deci: EiTa1a = 3,127 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară anuală primită pe calea acvatică, este:
Eai supa1 = 3,114 mSv/an
Atât pentru debitul mediu cât și pentru cel minim doza primită de o persoană, depășește numai prin calea acvatică valoarea de 1 mSv/an.
cu debitul mediu al Văii Minei + apa de infiltrație: EiIba
Concentrații:
U = 1,3 mg/l;
Ra = 0,09 Bq/l;
Debitul mediu = 5,2 l/s.
Tabel nr. 8.6
Calculul dozei primite prin ingerare, când apa din Valea Minei + G 4 are debitul mediu
Prin folosirea apei din Valea Minei + G 4, cu debitul mediu, doza efectivă totală are valoarea: EiTa2a = 1,920 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară anuală primită de o persoană din grupul critic, este:
Eai supa2 = 1,907 mSv/an
Calculul dozei primite prin ingestie când o persoană din colonia Ciudanovița folosește apa cu debitul minim ce se deversează din stația de depoluare Ciudanovița EiIIa
Concentrații:
U = 0,35 mg/l;
Ra = 0,16 Bq/l;
Debit = 8 l/s.
Tabel nr. 8.7
Calculul dozei primită prin ingestie, când apa din stația de depoluare are debitul minim
Doza efectivă totală obținută are valoarea: EiTba = 0,662 mSv/an din care doza efectivă suplimentară anuală, este:
Eai supb = 0,649 mSv/an
Doza primită de o persoană când folosește apă din pârâul Jitin după emergența cu Valea Minei + apa de infiltrație și apa tehnologică ce se deversează din stația de decontaminare EiIIIa
Calculul concentrației după emergență
Conținuturi:
Sursa I : U = 2,05 mg/l în Valea Minei + apa de infiltrație
Ra = 0,11 Bq/l din G 4 (debitul minim)
Sursa II : U = 0,35 mg/l apa tehnologică la ieșirea din stație
Ra = 0,16 Bq/l (debitul minim)
U = 0,007 mg/l în pârâul Jitin (fondul)
Ra = 0,005 Bq/l
debitul minim al Văii Minei = 1,1 l/s ;
debitul minim al apei tehnologice ce iese din stația de decontaminare = 8 l/s ;
debitul minim al pârâului Jitin la intrarea în colonia Ciudanovița = 8,5 l/s.
Pentru calculul dozei prin ingerare este necesar să cunoaștem valorile U și Ra în apa Jitinului, după emergența cu cele două surse poluante arătate mai sus, conținuturi care se calculează, atât pentru debitele medii cât și pentru cele minime, cu formula:
(8.1)
și sunt prezentate în tabelul 8.8.
Tabel nr. 8.8
Conținutul în U și Ra calculate pentru debitele medii și minime
Calculul dozei prin ingestie pentru o persoană din populație ce folosește apa Jitinului cu debitul minim, după emergența cu sursele poluante EiIIIaa
Conținuturi:
U = 0,460 mg/l;
Ra = 0,12 Bq/l;
Tabel nr. 8.9
Calculul dozei prin ingestie când apa Jitinului are debitul minim
Deci EiTc1a = 0,779 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară anuală primită de o persoană din colonia Ciudanovița este:
Eai supc1 = 0,766 mSv/an
Calculul dozei prin ingerare de apă, carne, produse vegetale, lapte, pește timp de un an în condițiile debitului minim, al pârâului Jitin, după emergența cu sursele poluante (Valea Minei + G4 + apa tehnologică ce iese din stația de decontaminare): EiIIIba
Tabel nr. 8.10
Deci EiTc2a = 0,144 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară anuală primită pe calea acvatică de o persoană din colonia Ciudanovița este:
Eai supc2 = 0,131 mSv/an
calea terestră Eic –
Deoarece pe această cale au loc încorporări de materiale contaminate care apar accidental și foarte rar, am considerat Eic 0.
8.3.2.2.b. Calculul dozei prin inhalare (calea aeriană)
8.3.2.2.1.b. Inhalare Radon EhRn
Sursele:
Halda de la galeria G 4, în apropierea drumului județean și a pârâului Jitin;
Concentrațiile:
conținutul de Rn la suprafața haldei = 38 Bq/m3 ;
Timp de staționare a persoanei din grupul critic în fața gurii galeriei:
5 luni a 6 ore/zi = 900 ore.
În cazul staționării lângă/pe suprafața haldei, doza efectivă prin inhalare de Rn și descendenților este: Eh Rn1 = 0,086 mSv, la care se adaugă Eh Rn2 = 0,231 mSv, pentru restul de timp primit de o persoană din populație în condițiile fondului local = 15 Bq/m3.
Doza efectivă anuală prin inhalare este:
Eh RnT = 0,317 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară pentru o persoană din populația grupului critic primită într-un an în condițiile descrise mai sus este:
Eh Rn sup = 0,053 mSv/an
8.3.2.2.2.b. Calculul dozei prin inhalarea de praf radioactiv cu descendenții de viață lungă (iradiere internă) Ehi
Surse:
Halda cu steril (0,0024% U conținut maxim) ;
Calea:
Vântul – direcția SE-NV nu afectează populația din grupul critic.
Nu avem doză suplimentară.
Ehi sup = 0 mSv/an
Concluzii:
Însumând valorile obținute pentru toate componentele dozei de radiații atât pentru fond, cât și pentru zona luată în considerare la scenariul 2, s-au obținut datele din tabelul 8.11.
Tabel nr. 8.11
Doza efectivă suplimentară anuală primită de o persoană din populație pe diferite căi, în cazul scenariului 2
În acest scenariu ponderea cea mai mare a dozei efective suplimentare este dată de calea acvatică.
Calculându-se gradul de risc pentru o persoană din populația grupului critic – colonia Ciudanovița – acesta este moderat după matricea propusă în cap.5.
Probabilitatea 3; magnitudinea 3; grad de risc : coeficientul 9.
CONCLUZII ASUPRA EVALUĂRII DOZELOR SUPLIMENTARE ANUALE ÎN CELE 2 SCENARII DIN PERIMETRUL MINIER CIUDANOVIȚA (FIG. 8.7, 8.8)
Scenariul 1 – situat în partea de NE a perimetrului minier.
Caracterizarea căilor și surselor generatoare de doze suplimentare mari.
Apa din pârâul Valea Minei Eisup = 8,51 mSv/an
ETsup = 12,01 mSv/an
E colectiv pentru 25 persoane = 0,300 Svom
Scenariul 2 – situat în grupul critic, colonia Ciudanovița (extremitatea sudică).
Caracterizarea căilor și surselor generatoare de doze suplimentare mari.
Apa poluată din Valea Minei + G4
Eisup = 3,11 mSv/an
ETsup = 3,447 mSv/an
E colectiv pentru 50 persoane = 0,172 Svom
Fig. 8.7. Valorile dozelor efective suplimentare anuale primite de persoane din populația grupurilor critice pentru fiecare scenariu
Fig. 8.8. Valorile dozelor efective suplimentare anuale primite de populația din grupurile critice pentru fiecare scenariu
CAP. 9. Estimarea dozelor efective Și evaluarea riscului pentru populaȚia din grupurile critice, aferente zonei miniere LiȘava (Banat)
9.1. GENERALITĂȚI
În cazul zonei Lișava, pentru a evidenția valoarea dozelor suplimentare primite prin toate căile de transfer 157de unele persoane din populația grupului critic, au fost determinate mai întâi dozele primite datorită fondului din:
Zona minieră Lișava (datele se vor folosi pentru scenariile 1, 2, 3).
Satul Brădișor (grupul critic) scenariul 3.
Zona minieră Lișava
Debitul dozei gamma = 0,16 Sv/h
Doza efectivă anuală prin iradiere externă gamma datorită fondului E = 1,34 mSv/an (calea terestră)
Conținutul de Rn la suprafață = 30 Bq/m3
Doza efectivă anuală prin iradierea internă prin inhalarea Rn (calea aeriană) datorită fondului Eh Rn = 0,528 mSv/an
Conținutul de fond în U și Ra la izvoarele pâraielor Natra și Lișava: U = 0,005 mg/l și Ra = 0,004 Bq/l
Doza efectivă anuală prin ingerarea de apă, carne, pești, vegetație Eia = 0,0075 mSv/an (calea acvatică)
Doza efectivă totală anuală primită de o persoană prin toate căile generate de fondul local din perimetrul minier Lișava este: ET = 1,87 mSv/an
Grupul critic satul Brădișorul de Jos
Debitul dozei gamma = 0,09 Sv/h
Doza efectivă anuală prin iradiere externă gamma datorită fondului E = 0,7 mSv/an
Conținutul de Rn = 15 Bq/m3
Doza efectivă anuală prin inhalarea de Rn (calea aeriană) datorită fondului Eh Rn = 0,264 mSv/an
Conținutul de fond în U și Ra la izvoarele pâraielor Natra și Lișava: U = 0,005 mg/l și Ra = 0,004 Bq/l.
Doza efectivă anuală prin ingerare de apă, carne, pește, vegetație (calea acvatică) Eia = 0,0075 mSv/an
Doza efectivă totală primită de o persoană prin toate căile datorită fondului local din satul Brădișorul de Jos este ET = 0,97 mSv/an
Observație: Celelalte două componente ale dozei efective totale, respectiv:
Eic – doza efectivă internă obținută prin ingestia de ,,materiale” contaminate (sol, etc) și
Ehi – doza efectivă internă datorită inhalării de praf radioactiv,
în cazul fondului, acestea au o importanță (componentă) nesemnificativă (zero).
9.2. CALCULUL DOZELOR PRIMITE DE POPULAȚIE
S-a procedat la calcularea dozelor pentru populația din grupurile critice, luând în studiu diferite scenarii 152, 158, de la cele aproape împosibile până la cele normale.
Astfel:
scenariile 1 + 2 reprezintă aspecte greu de realizat din partea persoanelor din populație, privind coabitarea pe termen lung în punctele din ,,scenarii’’ (figura 9.1);
scenariul 3 reprezintă o situație normală, ,,punctele’’ de expunere fiind localizate în grupul critic – satul Brădișorul de Jos (figura 9.1).
Toate scenariile sunt făcute cu datele reale privind valorile pentru U și Ra și debitul dozei gamma, așa cum au fost puse în evidență din interpretările statistice a peste 500 probe recoltate în ultimii ani, iar stația de recuperare a U nu funcționează sau funcționează cu un randament scăzut (situația prezentă).
Fig. 9.1. Localizarea scenariilor folosite pentru determinarea dozelor efective primite de persoane din grupul critic
SCENARIUL 1
Calculul dozei pentru o persoană care ar locui lângă sursa radioactivă – halda de cozi Dobrei și stația de recuperare a U (figurile 9.1, 9.2).
denumirea surselor :
apa de mină ce iese din Puțul 3
halda cu minereu sărac (cozi Dobrei)
localizarea :
la 5,5 km distanță de grupul critic (sat Brădișorul de Jos)
contaminanți :
U, Ra, emisii de Rn, radiații gamma;
căile de expunere :
expunerea la radiații gamma;
ingerarea de apă și hrană;
inhalarea de Rn și descendenții de viață scurtă (Bi, Pb);
inhalarea de praf cu radionuclizi cu viață lungă.
receptori :
persoane din populație, care vor "locui" în jurul surselor arătate mai sus;
animale (vaci) ce se vor hrăni din arealul surselor;
fauna acvatică (pești);
vegetație: iarbă, pășuni.
Alte date caracteristice :
altitudinea 325 m;
direcția vântului: V – NE;
viteza 5 m/s;
văi cu energie de relief mică în formă de U;
precipitații situate sub media pe țară.
Calculul dozei efective a fost efectuat pentru toate căile de expunere: ingestie, inhalare și iradiere gamma.
Fig. 9.2. Schița cu localizarea scenariilor 1 și 2 (Dobrei Sud)
9.1.1.a. Calculul dozei prin iradiere externă E (calea terestră)
Sursele și concentrațiile:
Minereu sărac cu 0,020 % U – zona anormală de la suprafața haldei de cozi Dobrei Sud. (fig. 9.2);
Debitul dozei gamma la suprafața ariei cu minereu sărac = 4,25 Sv/h;
Alte date :
Timp; staționarea persoanei din populație = 720 ore;
În cazul când persoana din populația grupului critic este prezentă lângă aria cu minereu sărac 720 ore pe an doza externă datorită iradierii gamma este: E1 = 2,44 mSv/an,
la care se adaugă E2 = 1 mSv/an pentru restul timpului petrecut în condițiile normale cu fondul de 0,16 Sv/h.
Deci doza efectivă anuală prin iradierea gamma este: E = 3,44 mSv/an
Din care doza suplimentară este: Es = 2,1 mSv/an.
9.1.2.a. Calculul dozei efective prin iradiere internă
9.1.2.1.a. Ingerare
calea acvatică Eia –
Se presupune că o persoană adultă din grupul critic folosește timp de un an pentru a bea sau pentru "irigarea" culturilor direct apă de mină ce iese prin Puțul 3 (stația de depoluare nu funcționează).
De asemeni, se presupune că apa este folosită și pentru adăpatul vitelor, iar hrana acestora o constituie iarba contaminată de aceeași apă tehnologică.
Concentrații:
U = 2,5 mg/l;
Ra = 0,35 Bq/l
Calculul dozei unei persoane în condițiile arătate mai sus prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pește arată următoarele valori: (tabelul 9.1).
Tabelul nr. 9.1
Doza anuală efectivă primită de o persoană prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pește
Deci: Eia = 3,775 mSv/an
Acest scenariu este imposibil de realizat întrucât presupune ca o persoană din populație să se hrănească numai cu produse dintr-un areal de câțiva m2 timp de un an de zile.
În acest scenariu ultra "conservator", concentrațiile din apa de mină conduc la riscuri însemnate pentru sănătate, deoarece numai doza suplimentară prin ingerare este de Eis = 3,76 mSv/an față de doza efectivă datorită fondului de 0,0075 mSv/an. Această situație ar putea avea loc în cazul în care stația de epurare nu ar funcționa.
calea terestră Eic –
Deoarece pe această cale au loc încorporări de materiale contaminate care apar accidental și foarte rar, am considerat Eic 0.
9.1.2.2.a. Calculul dozei prin inhalare (calea aeriană)
9.1.2.2.1.a. Calculul dozei datorită inhalării de Rn și a descendenților de viață scurtă EhRn
Sursele:
Minereu sărac de pe halda cozi Dobrei Sud
Concentrațiile:
Conținutul de Rn la suprafață = 650 Bq/m3
Timp de staționare a persoanei lângă sursă:
4 luni a 6 ore/zi = 720 ore
În cazul staționării lângă zona cu minereu sărac de pe haldă, doza efectivă prin inhalare este: Eh Rn = 0,90 mSv/an, la care se adaugă Eh Rn = 0,48 mSv/an, pentru restul de timp petrecut de persoana din populație în condițiile de fond = 0,30 Bq/m3.
Doza efectivă anuală prin inhalare este: Eh Rn = 1,38 mSv/an
Din care doza suplimentară efectivă Eh Rhs = 0,852 mSv/an.
9.1.2.2.2.a. Calculul dozei prin inhalarea de praf cu radionuclizi de viață lungă din seria 238U, Ehi
Surse:
Halda de minereu sărac (cozi Dobrei) cu conținut 0,026% U;
Doza efectivă prin inhalarea de praf radioactiv s-a determinat folosind: durata expunerii, debitul respirator, coeficienții de conversie și concentrația de U.
Ehi = 0,0018 mSv/an
În condițiile scenariului 1, doza efectivă anuală prin însumarea tuturor dozelor primite prin toate căile pentru persoane din populație ce ar locui lângă zona cu minereu sărac de pe halda cozi Dobrei Sud și ar folosi apa de mină ce iese din puțul III înainte de a intra în stația de recuperare a uraniului este de: ET = 8,59 mSv/an
Doza suplimentară ce nu trebuie să depășească 1 mSv/an conform noilor norme românești, în acest scenariu este de 6,70 mSv/an deci cu mult peste limitele impuse.
În prima parte a Scenariului 1, s-a luat în studiu, determinarea dozei efective primite prin calea acvatică în situația când stația nu funcționează.
În ipoteza că stația de recuperare a U funcționează, dar cu parametrii de recuperare reduși, se va calcula doza efectivă primită prin ingestia de apă, luând în calcul situația, după diluarea cu apa pârâului Natra.
Conținuturi:
0,73 mg/l U în apa de mină după ieșirea din stație
0,22 Bq/l Ra
0,180 mg/l U în pârâul Natra înainte de emergență
0,086 Bq/l Ra
Debite 168:
18 l/s apa tehnologică debit mediu;
12 l/s apa tehnologică debit minim;
73 l/s pârâul Natra debit mediu
4 l/s pârâul Natra debit minim.
Pentru calculul dozei este necesară cunoașterea valorilor concentrațiilor U și Ra în apă după diluare (tabel 9.2), conținuturi ce se calculează cu formula:
Tabelul 9.2
a1. Calculul dozei primite de o persoană prin ingestie (iradiere internă):
– calea acvatică –
Se presupune că o persoană din grupul critic folosește timp de un an pentru a bea sau pentru “irigarea” culturilor direct apă din pârâul Natra.
De asemeni, se presupune că apa este folosită și pentru adăpatul vitelor, iar hrana acestora o constituie iarba contaminată de aceeași apă.
Surse:
Apa din pârâul Natra
Conținuturile în pârâul Natra cu debitul mediu
0,360 mg/l U
0,120 Bq/l Ra
a1.2. Calculul dozei unei persoane în condițiile arătate mai sus, prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pești, arată următoarele valori:
Tabel nr. 9.3
Doza efectivă anuală primită de o persoană prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pește
Deci Ei1.2a = 0,622 mSv/an
din care doza suplimentară primită prin ingestie (doza internă): Ei1.2aSup = 0,614 mSv/an
a1.3 Doza efectivă anuală prin ingestie după diluția apei ce iese din stație în pârâul Natra în cazul debitului minim al acestuia.
Conținuturile
0,650 mg/l U
0,190 Bq/l Ra
Tabel nr.9.4
Doza efectivă anuală primită de o persoană prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pește
Deci Ei1.3a = 1,17 mSv/an
Din care doza suplimentară este Ei1.3aSup = 1,16 mSv/an.
La calculul total al dozei anuale efective suplimentare din scenariul descris mai sus, prin folosirea apei din pârâul Natra valorile pentru dozele primite prin căile terestre și aeriene rămân cele calculate în prima parte a Scenariului 1.
Însumând valorile obținute pentru toate componentele dozei de radiații atât pentru fond, cât și pentru zona luată în considerare la scenariul 1, rezultă datele din tabelul 9.5.
Tabel nr. 9.5
Doza efectivă suplimentară anuală primită de o persoană din populație pe diferite căi, în cazul scenariului 1
Concluzii:
doza efectivă anuală totală (prin toate căile) generate de fond: ETfond = 1,87 mSv/an;
doza efectivă anuală totală rezultată din Scenariul 1 obținută prin toate căile:
a1 – folosind direct apa de mină………..ET1 = 8,59 mSv/an
ai.2 – folosind apa din pârâul Natra (cu debitul mediu) după emergență cu apa ce iese din stația de tratare ET2 = 5,442 mSv/an
ai3 – folosind apa din pârâul Natra (cu debitul minim) după emergența cu apa ce iese din stația de tratare ET3 = 5,99 mSv/an
din care:
* doza efectivă anuală suplimentară (pentru cele trei variante de mai sus) primită de o persoană prin toate căile este:
EST1 = 6,7 mSv/an
EST2 = 3,57 mSv/an
EST3 = 4,82 mSv/an
Repartizată astfel: (EScenariu – Efond = Esuplimentar)
Prin calea acvatică (EiFond = 0,0075 mSv/an)
Eisupl.1 = 3,76 mSv/an (direct apă de mină)
Eisupl.2 = 0,614 mSv/an (din pârâul Natra debit mediu)
Eisupl.3 = 1,16 mSv/an (din pârâul Natra debit minim)
Prin calea terestră (EFond = 1,34 mSv/an; EScenariu = 3,44 mSv/an)
Esupl. = 2,1 mSv/an
Prin calea aeriană (EhRnfond = 0,52 mSv/an; EhRnScenariu = 1,37 mSv/an)
Eh Rn supl. = 0,85 mSv/an
În acest scenariu doza efectivă suplimentară anuală de 1 mSv/an ce poate fi primită de o persoană din populație este cu mult depășită în special datorită căii acvatice (doza internă prin ingerare de apă și produsele derivate), cât și cea generată de calea terestră (iradiere gamma).
Calculându-se gradul de risc pentru persoana care ar locui în Scenariul 1, acesta este mediu după matricea propusă în cap.5.
Probabilitate 3; Magnitudine 6; Grad de risc – coeficientul 18.
SCENARIUL 2
Zona de expunere este situată în apropierea confluenței pârâului Natra cu pârâul Lișava, lângă suprafața de sol contaminată de unde a fost evacuat minereul (figurile 9.1, 9.2) și la cca. 400 m aval de stația de recuperare a U.
Căi de contaminare – iradiere
Terestră
Acvatică
Aeriană
Denumirea surselor poluante
Apa din pârâul Natra, după deversarea apei de mină din stația de recuperare a U situată în amonte cu cca. 400 m de Scenariu
Suprafața contaminată de sol după evacuarea minereului (fost depozit)
Localizare:
4,5 km de grupul critic sat Brădișorul de Jos
Căile de expunere:
Ingerarea de apă și hrană;
Expunerea la radiații gamma;
Inhalarea de radon.
Contaminanți:
U, Ra din apă
Emisiile de Rn
Radiațiile gamma
Receptori:
Persoane din populație care vor ,,locui” în jurul sursei
Vegetația, iarba;
Animale ce se vor hrăni din arealul sursei;
Alte caracteristici:
Altitudine: 320 m
Direcția vântului: SV – NE
Vale cu energie mică
Precipitații medii
Apropierea de drumul comunal – (Oravița – Ciudanovița) și ușurința de a ajunge pe suprafața contaminată.
Calculul dozei efective s-a făcut pentru toate căile de expunere: ingestie, inhalare și iradiere gamma.
9.1.1.b. Calculul dozei prin iradiere externă (calea terestră)
Sursele și concentrațiile:
Zona anormală de pe suprafața de sol contaminat (figura 9.2)
Debitul dozei gamma la suprafața ariei de unde a fost evacuat minereul = 4,25 Sv/h.
Alte date:
Timp; staționarea persoanei din populație = 720 ore
În cazul când persoana din populația grupului critic este prezentă pe suprafața contaminată 720 ore/an, doza externă datorată iradierii gamma este: E1 = 2,44 mSv/an
la care se adaugă E2 = 1,0 mSv/an pentru restul timpului petrecut în condițiile normale cu fondul de 0,16 Sv/h.
Deci doza efectivă anuală prin iradierea gamma este: E = 3,44 mSv/an
Din care doza efectivă suplimentară ES = 2,1 mSv/an.
9.1.2.b. Calculul dozei primite de o persoană prin iradiere internă
9.1.2.1.b. Ingerare
calea acvatică Eia–
Se consideră că persoana folosește apa din pârâul Natra contaminată cu apele de mină în trei situații:
apa de mină nu intră în stația de recuperare (stația nu funcționează) și se varsă direct în pârâul Natra
apa de mină este “tratată” în stație și apoi este deversată în pârâul Natra acesta având debitul minim.
apa de mină după ce iese din stație este deversată în pârâul Natra ce are debitul minim.
De asemeni, aceeași apă o beau animalele și este folosită pentru ,,irigarea culturilor”.
Conținuturi:
2,5 mg/l U în apa de mină ce iese din
0,35 Bq/l Ra Puțul III
0,73 mg/l U în apa de mină ce iese din
0,22 Bq/l Ra stația de depoluare
0,180 mg/l U în pârâul Natra amonte de stația de tratare
0,085 Bq/l Ra a apelor de mină
Debite:
18 l/s debitul mediu apa de mină la intrarea și ieșirea
12 l/s debitul minim din stație
84 l/s debitul mediu pârâul Natra 50 m amonte de confluența
4,4 l/s debitul minim cu pârâul Lișava
Calculul dozei efective prin ingestie când:
a1. stația nu funcționează și apa din Puțul III se deversează direct în pârâul Natra: EiIaa
Pentru calculul dozelor este necesară cunoașterea valorilor concentrațiilor de U și Ra în apa pârâului Natra după ,,amestecul” apelor de mină cu apa din pârâu.
Tabelul 9.6
a1.1. Calculul dozei efective prin ingestie când pârâul are debit mediu.
Tabel nr. 9.7
Doza efectivă anuală primită de o persoană prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pește
Deci Ei1a = 1,55 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară anuală este: EiS1 = 1,54 mSv/an
a1.2. Calculul dozei efective prin ingestie când pârâul are debitul minim: EiIba
Ei2a = 3,22 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară EiS2 = 3,21 mSv/an
a2.. Calculul dozei efective prin ingestie când stația funcționează (cazul actual) și apa din stație este deversată în pârâul Natra: EiIIaa
în cazul debitului mediu
conținuturile în pârâul Natra
U = 0,34 mg/l
Ra = 0,12 Bq/l
iar doza efectivă Ei3 = 0,50 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară
EiS3a = 0,49 mSv/an
pentru debitul minim: EiIIba
conținuturile în pârâul Natra
U = 0,63 mg/l
Ra = 0,18 Bq/l
Doza efectivă primită de o persoană prin ingerare de apă, carne, lapte, pește, vegetație timp de un an este redată în tabelul nr. 9.8.
Tabel nr.9.8
Doza efectivă anuală primită de o persoană prin ingestia de apă, produse vegetale, carne, lapte, pește
Deci Ei4a = 1,09 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară este: EiS4a = 1,08 mSv/an
Acest scenariu este imposibil de realizat întrucât presupune ca o persoană din populație să se hrănească numai cu produse dintr-un areal de câțiva metrii pătrați timp de 1 an de zile.
calea terestră Eic–
Deoarece pe această cale au loc încorporări de materiale contaminate care apar accidental și foarte rar, am considerat Eic 0.
9.1.2.2.b. Calculul dozei datorită inhalării (calea aeriană)
9.1.2.2.1.b. Calculul dozei datorită inhalării de radon și a descendenților de viață scurtă, EhRn
Sursele:
Suprafața de sol contaminată de pe care a fost evacuat minereul (figura 9.2)
Concentrațiile:
Conținutul de Rn la suprafață = 520 Bq/m3;
Timp de staționare a persoanei lângă sursă:
4 luni a 6 ore/zi = 720 ore.
În cazul staționării unei persoane pe suprafața contaminată doza efectivă prin inhalarea Rn este: Eh Rn = 0,75 mSv/an
la care se adaugă Eh Rn = 0,48 mSv/an, pentru restul de timp petrecut în condițiile fondului local = 30 Bq/m3.
În acest caz doza efectivă anuală primită de o persoană prin cale aeriană este: Eh Rn = 1,23 mSv/an, din care doza efectivă suplimentară Eh RnS = 0,70 mSv/an
9.1.2.2.2.b. Calculul dozei prin inhalarea de praf cu radionuclizi de viață lungă din seria 238U, Ehi
Prin faptul că întreaga suprafață contaminată este cu vegetație, probabilitatea participării la doza locală suplimentară a componentei datorită inhalării de praf radioactiv este minimă.
Concluzii:
Însumând componentele dozei efective suplimentare totale prin iradiere externă și internă s-au obținut datele din tabelul 9.9:
Tabelul nr. 9.9
Dozele efective suplimentare primite pe toate căile, în cazul scenariului 2
Doza efectivă anuală generată de fondul local primită de o persoană prin toate căile EFond = 1,87 mSv/an
Pentru determinarea dozei efective totale primită de o persoană, această valoare se adaugă la cele suplimentare descrise mai sus, generate prin toate căile.
Pentru varianta 1; ETS1 + EFond = ET1
4,34 mSv/an + 1,87 mSv/an = 6,21 mSv/an
Pentru varianta 2; ETS2 + EFond = ET2
6,01 mSv/an + 1,87 mSv/an = 7,88 mSv/an
Pentru varianta 3; ETS3 + EFond = ET3
3,29 mSv/an + 1,87 mSv/an = 5,16 mSv/an
Pentru varianta 4; ETS4 + EFond = ET4
3,88 mSv/an + 1,87 mSv/an = 5,75 mSv/an
În acest scenariu, dozele efective suplimentare anuale pentru variantele folosite sunt cuprinse între 3,3 – 6mSv/an, ceea ce depășește cu mult limita de 1mSv/an din legislația internațională și română.
Calculându-se gradul de risc pentru persoana care ar locui în Scenariu 2, aceasta este MEDIU după matricea propusă în capitolul 5.
Probabilitate 3; Magnitudine 6: Grad de risc – coeficient 18.
SCENARIUL 3
Zona de expunere este situată în grupul critic – comuna Brădișorul de Jos (figura 9.1) la 4,5 Km de zona minieră.
Surse:
Apa de râu cu radioelemente
Căi:
Acvatică
Aeriană – vânt cu praf radioactiv
Receptori:
Populația din satul Brădișor (aproximativ 1000 persoane) fiind primul grup de locuitori din aval mină.
9.1.1.c. Doza prin iradiere gamma (iradiere externă) datorită numai fondului local
– calea terestră –
E = 0,70 mSv/an
9.1.2.c. Calculul dozei efective prin iradiere internă
9.1.2.1.c. Ingerare
– calea acvatică Eia –
Au fost calculate conținuturile de U și Ra în pârâul Lișava pentru 4 situații:
a1. – Stația nu funcționează, pârâul Lișava are debitul mediu;
a2. – Stația nu funcționează, pârâul Lișava are debitul minim;
a3. – Stația funcționează la parametri actuali, pârâul Lișava are debitul mediu;
a4. – Stația funcționează la parametri actuali, pârâul Lișava are debitul minim;
Situațiile de la punctele a3 și a4 sunt cele normale (aspecte întâlnite).
Conținuturi:
0,73mg/l U apa după ieșirea din stație
0,22 Bq/l Ra
0,010 mg/l U apa din pârâul Lișava
0,004Bq/l Ra
2,5 mg/l U apa de mină ce intră în stație
0,35Bq/l Ra
Debite:
436 l/s debitul mediu pârâul Lișava
20 l/s debitul minim
18 l/s debitul mediu apa de mină
12 l/s debitul minim
Tabelul 9.10
Determinarea conținuturilor de U și Ra în pârâul Lișava ce traversează satul Brădișorul de Jos (stația nu funcționează)
a1. – Calculul dozei primite prin ingestie (apă, carne, lapte, pește etc.) când stația nu funcționează și pârâul Lișava are debitul mediu:
Conținuturile în pârâul Lișava după diluție:
0,19 mg/l U
0,03 Bq/l Ra
Persoanele din comuna Brădișor beau apă din râu tot timpul anului și se hrănesc cu produsele rezultate în urma irigării cu aceeași apă.
De asemenea animalele folosesc pentru adăpat apa din râu.
Tabelul nr. 9.11
Deci Eai 2 scenariu = 0,31 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară este: EiS1 – Eifond = Ei1suplimentar (0,31mSv/an – 0,0075mSv/an = 0,30mSv/an)
Ei1suplimentar = 0,30mSv/an
a2.. Calculul dozei efective prin ingestie când pârâul Lișava are un debit minim și stația nu funcționează
Conținuturile în pârâul Lișava după diluție:
1,36 mg/l U
0,19 Bq/l Ra
Doza efectivă prin ingerare Ei2 scenariu = 2,12 mSv/an
din care doza efectivă suplimentară este: EiS2 suplimentar = 2,11 mSv/an
a3. Calculul dozei efective prin ingestie când pârâul Lișava are un debit mediu și stația funcționează la parametrii actuali.
Pentru calculul dozei efective prin ingestie, este nevoie de conținuturile U și Ra din râu (tabelul 9.12), după diluția apelor de mină ce ies din stația de tratare.
Tabelul 9.12
Conținuturile în pârâul Lișava după diluție:
0,06 mg/l U
0,02 Bq/l Ra
Doza efectivă prin ingerare Ei3 scenariu = 0,105 mSv/an din care doza suplimentară este: EiS3 suplimentar = 0,097 mSv/an
a4. Calculul dozei efective primite prin ingestie când pârâul Lișava are un debit minim și stația funcționează (situația actuală)
Conținuturile în pârâul Lișava după diluție:
0,4 mg/l U
0,12 Bq/l Ra
Doza efectivă prin ingerare Ei4 scenariu = 0,68 mSv/an
din care doza suplimentară este: EiS4 suplimentar = 0,67 mSv/an
calea terestră Eic–
Deoarece pe această cale au loc încorporări de materiale contaminate care apar accidental și foarte rar, am considerat Eic 0.
9.1.2.2.c. Calculul dozei datorită inhalării (calea aeriană)
9.1.2.2.1.c. Doza prin inhalare de Rn (iradiere internă) este generată numai de fondul local
Eh Rn = 0,26 mSv/an
9.1.2.2.2.c. Calculul dozei prin inhalarea de praf cu radionuclizi de viață lungă din seria 238U, Ehi
Ehi = 0
Concluzii:
Însumând componentele dozei efective suplimentare totale prin iradiere externă și internă s-au obținut datele din tabelul 9.13:
Tabelul nr. 9.13
Dozele efective suplimentare primite pe toate căile, în cazul scenariului 3
– Doza efectivă generată de fondul local: ET fond = 0,97 mSv/an;
Doza suplimentară este dată numai de calea acvatică, respectiv:
Pentru debitul mediu, stația nu funcționează
Ei sup.1 = 0,30 mSv/an
Pentru debitul minim, stația nu funcționează
Ei sup.2 = 2,11 mSv/an
Pentru debitul mediu și stația funcționează
Eisup.3 = 0,097 mSv/an
Pentru debitul minim, stația funcționează
Eisup.4 = 0,67 mSv/an.
Se constată că numai în varianta 2 (stația nu funcționează și debitul mediu al pârâului Lișava) valoarea dozei suplimentare depășește 1 mSv/an, respectiv:
Eisup.2 = 2,11 mSv/an
Gradul de risc = SLAB, probabilitate: 2, magnitudine: 2, coeficientul de risc: 4.
Atenție : În calculul dozei efective primite prin calea acvatică (în toate scenariile) probabilitatea ca pe parcursul unui an întreg debitul râurilor să fie minim a condus la o estimare ,,conservativă’’ a valorilor obținute.
CAP. 10. EVALUAREA RISCULUI RADIOLOGIC ASUPRA SĂNĂTĂȚII POPULAȚIEI PRIN UTILIZAREA CIMENTURILOR CU CENUȘĂ LA PREPAREA BETOANELOR PENTRU CONSTRUCȚIA DE LOCUINȚE
10.1. INTRODUCERE
Din studiile și cercetările întreprinse pe plan mondial 170-172 și în țară 173, rezultă că expunerea la radiații nucleare nu se limitează numai la extracția minereurilor radioactive, interesând într-o măsură importantă și alte domenii care produc sau utilizează substanțe minerale utile. Punerea în acest mod a problemei se datorează dispersiei în natură a uraniului și toriului care au o mare capacitate de migrare, îndeosebi cu apa. S-a demonstrat astfel necesitatea recunoașterii potențialului de iradiere și stabilirea măsurilor de radioprotecție la:
lucrările executate în zăcăminte cu minerale radioactive sau în zăcăminte de alte substanțe utile, la care sunt asociate și elemente radioactive (pământuri rare);
extracția de minereuri metalifere, nemetalifere și cărbuni la care s-au evidențiat acumulări de gaze radioactive naturale;
unele domenii de utilizare a apelor geotermale la care s-a evidențiat prezența 226Ra și a 222Rn;
recircularea apelor tehnologice de zăcământ de la forajele petroliere la care s-au evidențiat conținuturi de radiu și radon;
utilizarea pentru construcții a unor materiale (roci, cenuși, zguri, argile etc.) provenite din zone cu fond radioactiv natural crescut;
prelucrarea unor substanțe minerale utile la care prin procesul tehnologic se produce îmbogățirea în substanțe radioactive a produsului finit sau o acumulare a acestora în steril (ex. fosforite, monazite).
În acest capitol s-a tratat potențialul de iradiere al unor materiale din domeniul utilizării pentru construcții a unor materiale (punctul e) exprimat în final prin indicele de radioactivitate.
10.2. APARATURA DE DETECȚIE ȘI ANALIZĂ
10.2.1. Măsurarea dozei debit gamma și a concentrației de radon
Măsurarea dozei debit gamma s-a făcut cu ajutorul debitmetrelor (radiometre). În cazul determinărilor dozei debit gamma a cimentului și a cenușilor s-a folosit radiometrul tip EBERLINE FH-40-F2 (Anexa 2) cu o sensibilitate de 0,01 µSv/h. Calibrarea lui și verificarea s-a făcut la Biroul de Metrologie Legală care a eliberat certificatul de etalonare.
Măsurătorile se fac la înălțimea de 1 m față de suprafața sursei, conform normelor CNCAN 159-161.
Concentrația radonului s-a măsurat cu aparatul RAD 7 de proveniență SUA, calibrat de furnizor. Măsurătorile s-au făcut conform recomandărilor CANAN și sunt exprimate în Bq/m3.
10.2.2. Analiza concentrației principalilor radionuclizi din materiale de construcții
10.2.2.1. Generalități
Analizele s-au efectuat prin spectrometrie gamma utilizând un analizor multicanal ORTEC (SUA) cu detector semiconductor: germaniu pur (Anexa 2).
Baza fizică a metodei este emisia radiațiilor gamma. Radiațiile gamma sunt detectate de detectorul de germaniu și apoi printr-un sistem electronic special sunt convertite în pulsuri a căror amplitudine este proporțională cu energia radiațiilor emise. În acest mod s-au identificat și dozat elementele emițătoare de radiații gamma, în cazul de față acestea fiind Ra, Th și K.
Rezultatele sunt date în g/tonă, % sau în activitate (Bq/kg, Bq/g).
10.2.2.2. Principalii radionuclizi poluanți potențial existenți în materiale de construcții
Principalele elemente radioactive naturale poluante sunt următoarele:
Elementele din seria naturală a 238U și seria naturală a 235U. Aceste două elemente împreună cu 234U formează un amestec denumit uraniu natural (Unat);
Elementele din seria naturală a 232Th;
Radionuclidul 40K.
Observații
Seria naturală a 238U este alcătuită din două familii radioactive:
familia uraniului: 238U, 234Th, 234Po, 234U și 230Th;
familia radiului: 226Ra, 222Rn, 218Po, 214Pb, 214Bi, 214Po, 210Pb, 210Bi, 210Po și 206Pb.
Uraniul 235U din amestecul Unat are o pondere foarte mică (0,7%) și nu prezintă un risc radiologic semnificativ;
Radionuclizii care s-au analizat prin spectrometrie gamma sunt: 226Ra; 232Th; 40K.
Aceste elemente intră în structura formulei indicelui de radioactivitate 170 adică indicele care caracterizează nivelul de radioactivitate al unui produs.
10.3. ASPECTE PRIVIND MĂSURĂTORILE ȘI ANALIZELE EFECTUATE
10.3.1. Răspândirea în natură a radionuclizilor U, Th și K
Majoritatea radionuclizilor naturali au o radioactivitate slabă și un rol principal în radioactivitatea pământului îl au 40K cu 40%, seria 238U cu 20% iar seria 232Th cu 28% .
În 100 grame de substanță din scoarța terestră radionuclizii naturali creează următoarele activități:
40K: cca. 80 Bq;
238U: cca. 3,7 Bq (cca. 52 Bq întreaga serie);
232Th: cca. 4,13 Bq (cca. 49 Bq întreaga serie).
10.3.2. Răspândirea U, Th și K în unele roci sedimentare
Elementele radioactive se găsesc răspândite în aproape toate rocile. Rocile sedimentare au un conținut variat în elemente radioactive, datorită proporțiilor variate ale diferitelor mineral de U și Th. Datorită insolubilității sale, toriul se acumulează în zăcăminte detritice pe când uraniul care este solubil se găsește frecvent în roci sedimentare 174. În tabelul 10.1 se prezintă radioactivitatea unor roci sedimentare.
Tabelul nr. 10.1
Radioactivitatea unor roci sedimentare
La prepararea cimenturilor se folosesc de regulă următoarele tipuri de roci: argile, marne și calcare.
Radioactivitatea acestor roci nu este de obicei semnificativă și se regăsește în produsul final utilizat în construcții.
Din acest motiv la alegerea materialului primar dintr-o zonă cu radioactivitate necunoscută, se recomandă analiza radionuclizilor componenți pentru a preîntâmpina pe viitor expunerea la o doză de radiații crescută.
Materiile prime principale (tradiționale) pentru fabricarea cimentului sunt:
– componentul calcaros – calcarul;
– componentul silico-aluminos – argila/marna.
Componentul silico-aluminos poate fi înlocuit cu un material netradițional (deșeu) care din punct de vedere chimic este tot silico-aluminos și anume cenușă de termocentrală.
Procesul de fabricare a cimentului are în principal următoarele operații:
– calcar + argilă / marnă / cenușă de termocentrală → ardere (clincherizare) la 1450oC = clincher.
– clincher + gips → măcinare = ciment unitar.
– clincher + gips + cenușă de termocentrală → măcinare = ciment cu adaos.
10.3.3. Răspândirea U, Th și K în cărbuni
Cărbunele, ca orice material obținut din mediul înconjurător conține cantități discrete de radionuclizi primordiali existenți în mod natural, cum sunt 40K, 238U, 232Th și produșii lor de dezintegrare. Prin ardere aceștia trec în zgură, în cenușă ușoară (zburătoare) și în gazele fierbinți din fum. În acest mod substanțele radioactive existente în cărbune sunt împrăștiate pe suprafețe întinse 175. Determinările de radioactivitate naturală au stabilit că prin ardere are loc o concentrare, de regulă de circa 2-5 ori limita superioară de concentrare fiind de 10 ori.
Depunerea acestor cenuși pe sol, la diverse distanțe față de termocentrale conduce la creșterea radioactivității naturale atât în mediu cât și în lanțurile trofice.
Pe de altă parte cenușile sunt reținute de filtre speciale și ar putea fi utilizate la fabricarea cimentului și betonului, sau ca amestec pentru asfalt, acceptând faptul că doza de radiații în locuințele de beton construite cu astfel de cenușă este mai mare decât la alte locuințe. De exemplu, se acceptă că doza de radiații corespunzătoare betonului este cel puțin dublă față de cea corespunzătoare lemnului (0,07 mSv/an față de 0,03 mSv/an).
Din studiile și analizele de laborator făcute la noi în țară privind prezența radioizotopilor naturali în cărbunele extras din bazinele carbonifere ale Olteniei, Valea Jiului și Banat se constată că cele mai ridicate valori ale concentrațiilor medii s-au obținut pe cărbunii din bazinele Olteniei (108 Bq/kg 238U, 92 Bq/kg 226Ra, 36 Bq/kg 232Th și 253 Bq/kg 40K) iar cele mai scăzute la cărbunii din Valea Jiului și Banat (37 Bq/kg 238U, 35 Bq/kg 226Ra 176.
Radioactivitatea lignitului, cenușii de termocentrală și solului în zona Olteniei (valori medii) sunt prezentate în tabelul 10.2 (nivelul anului 2001).
Tabelul nr. 10.2
Radioactivitatea lignitului, cenușii de termocentrală și a solului în zona Olteniei
Factorul de concentrare obținut în urma arderii cărbunelui din bazinul carbonifer al Olteniei este următorul:
pentru 238U : ≈ 5;
pentru 226Ra: ≈ 4,4;
pentru 232Th : ≈ 6;
pentru 40K : ≈ 2,1.
Radioactivitatea cărbunelui din Oltenia 174-176 și a cenușii corespunzătoare comparată cu radioactivitatea la nivelul globului 172 este prezentată în tabelul 10.3.
Tabelul nr. 10.3
Radioactivitatea cărbunelui și cenușii din Oltenia în România și pe glob
10.3.4. Măsurarea dozei debit gamma a produsului final și a concentrației de radon
Măsurătorile dozei debit gamma s-au efectuat conform recomandărilor CNCAN 159-161, adică la distanța de 1 m între Sursă și Receptor (Țintă). Deoarece concentrațiile radionuclizilor au fost foarte mici durata de așteptare pentru medierea informației a fost de 100 secunde / punct măsură.
Măsurătorile concentrației de radon efectuate cu aparatul RAD 7 s-au făcut conform recomandărilor CNCAN 180. Rezultatele sunt furnizate conform unei spectrograme, durata unui ciclu de măsurători fiind de 20 minute (4 citiri x 5 minute/citire).
10.4. ANALIZA PRIN SPECTROMETRIE GAMMA
10.4.1. Componente analizate
a) Cimenturi utilizate la confecția betoanelor
La confecția betoanelor s-au utilizat 3 cimenturi: EB, II/A-V, II/B-V 177.
b) Betoane și alte componente
S-au analizat 32 de probe având numerele 1-32 177.
10.4.2. Condiții de analiză
Metoda: spectrometrie gamma cu detector semiconductor de germaniu pur HPGe;
Greutatea probelor: variabilă;
Volumul incintei de măsurare: 100 cm3;
Granulația probelor: 200 mesh (< 0,075 mm);
Durata de măsură: variabilă;
Rezultatul unei măsurători: rezultă spectrul energetic gamma al probei măsurate (spectrograma).
Interpretarea spectrogramei
Radionuclizii determinați prin metoda spectrometriei gamma se deosebesc prin valorile radiațiilor gamma pe care ei le emit, astfel că pentru fiecare radionuclid se selectează cel puțin câte o radiație gamma specifică. Concentrația elementului s-a obținut prin raportarea intensității gamma specifice a acelui radionuclid dintr-o probă necunoscută față de intensitatea gamma specifică a aceluiași radionuclid dintr-un etalon cu o concentrație cunoscută pentru aceeași valoare energetic 178, 179.
În tabelul 10.4 se prezintă câteva linii gamma energetice specifice elementelor radiu, toriu și potasiu. S-au ales aceste elemente deoarece indicele de radioactivitate se calculează pe baza cunoașterii activității lor.
Tabelul nr. 10.4
Principalele linii energetic specific radiului, toriului și potasiului
Pe spectrogramă intensitatea radiației gamma de o anumită valoare emisă de către un anumit radionuclid apare sub forma unui pic (peak) cu o anumită arie (număr de pulsuri).
Concentrația radionuclidului s-a determinat față de un etalon cunoscut, după formula: = x Cet (10.1)
Cpr = concentrația probei necunoscute;
Cet = concentrația etalonului cunoscut;
Apr = aria picului probei;
Aet = aria picului etalonului.
La aplicarea formulei s-au făcut următoarele corecții: corecția de scădere a fondului natural; corecția de greutate; corecția de timp de măsură.
10.5. DETERMINAREA INDICELUI DE RADIOACTIVITATE
10.5.1. Modul de calcul
Principalii radionuclizi naturali care contribuie la caracterizarea radiologică a unui material de construcție pentru locuințe sau alte construcții sociale sunt: 226Ra, 232Th și 40K.
În anul 2004 Ministerul Sănătății a emis OMS nr. 381 182 privind normele sanitare de bază pentru desfășurarea în siguranță a activităților nucleare. Normele reglementează modul de calcul și valoarea maximă a indicelui de radioactivitate IR prin art. 12 din anexa la ordin.
„Art. 12 – (1) Introducerea în materialele de construcție pentru locuințe și alte construcții sociale, spitale, școli, grădinițe, birouri etc. a deșeurilor radioactive provenite din aplicațiile nucleare sau a sterilului rezultat în activitățile de minerit uranifer, a nisipului, a zgurii și a șlamului rezultat de la centralele termoelectrice pe bază de cărbune și de la combinatele de îngrășăminte chimice, care au un conținut de elemente radioactive naturale sau artificiale peste valoarea materiilor prime de bază, folosite în mod curent în construcții este interzisă fără avizarea MS.
(2) Se interzice producerea, importul și furnizarea de materiale pentru construcția de locuințe și alte clădiri sociale, având în produsul finit concentrații (Bqkg-1) în 226Ra, 232Th și 40K care nu respectă relația:
+ + (10.2)
astfel încât să nu se depășească în interiorul clădirilor nivelul de proiectare pentru radon de 200 Bq/m3, pentru clădirile care urmează să fie construite începând cu anul 2005 și de 400 Bq/m3 pentru cele construite înainte de 2005.”
10.5.2. Concentrațiile radionuclizilor poluanți
Radiul a fost dozat după liniile gamma emise de produșii de filiație de după radon: 214Pb (RaB) și 214Bi (RaC).
Analiza s-a efectuat după stabilirea echilibrului radioactiv Ra-Rn-produși de filiație de după radon.
Toriul a fost dozat după liniile gamma emise de radionuclizii 228Ac (Mezotoriu II) și 208Tl (ThCII).
Concentrațiile au fost determinate în g/tonă pentru 232Th și 40K, Bq/kg pentru 226Ra, iar pentru calculul indicelui de radioactivitate, rezultatele au fost transformate în activitate, Bq/kg.
10.5.2.1. Concentrațiile radionuclizilor naturali în produsul final
S-au analizat:
3 cimenturi având indicativele EB, II/A-V, II/B-V.
32 probe numerotate 1-32.
a) Concentrațiile radionuclizilor naturali și indicii de radioactivitate a celor 3 cimenturi analizate sunt prezentați în tabelul nr. 10.5.
Tabelul nr. 10.5
Spectrele gamma energetice corespunzătoare acestor cimenturi sunt prezentate în figurile 10.1, 10.2 și 10.3.
b) Concentrațiile radionuclizilor naturali și indicii de radioactivitate a celor 32 probe analizate 177 sunt prezentați în tabelul nr. 10.6.
Tabelul nr. 10.6
CAP. 11. EVALUAREA DISTRIBUȚIEI CONCENTRAȚIILOR POLUANȚILOR RADIOACTIVI AI U (Ra), Th, K și Rn ÎN MUNICIPIUL BUCUREȘTI ȘI ÎN ZONELE PERIURBANE
11.1. INTRODUCERE
Zonele urbane joacă un rol important în atingerea obiectivelor Strategiei UE pentru Dezvoltare Durabilă. În ariile urbane, dimensiunea de mediu, cea economică și cea socială interferează cel mai puternic. În orașe sunt concentrate cele mai multe probleme de mediu, și tot acolo este locul unde se regăsesc cei mai mulți agenți economici și cele mai multe investiții.
Există preocupări tot mai intense privind starea mediului urban în Europa 183. Provocările de mediu cu care se confruntă orașele au consecințe semnificative pentru sănătatea umană, calitatea vieții cetățenilor din mediul urban și performanța economică a orașelor. Al 6-lea Program de Acțiune pentru Mediu a făcut apel pentru realizarea unei Strategii Tematice pentru Mediul Urban, cu obiectivul de a: ,,contribui la o mai bună calitate a vieții printr-o abordare integrată privind zonele urbane’’ și de a contribui la ,,un nivel mai înalt al calității vieții și a bunăstării sociale a cetățenilor, prin asigurarea unui mediu în care nivelul poluării nu generează efecte nocive asupra sănătății umane și a mediului și prin încurajarea dezvoltării durabile urbane’’.
Majoritatea orașelor se confruntă cu un set comun de probleme de bază, precum calitatea scăzută a aerului, înaltul nivel de trafic și congestie a traficului, nivelul crescut de zgomot ambiental, mediu construit de calitate scăzută, terenuri abandonate, emisii de gaze cu efect de sera, zone nesistematizate, generarea de deșeuri și ape uzate.
Cauza acestor probleme include modificări în stilul de viață (creșterea dependenței de mașinile proprietate, creșterea numărului de gospodării individuale, creșterea utilizării resurselor pe cap de locuitor) și modificările demografice, de care trebuie să se țină seama la dezvoltarea soluțiilor.
Problemele de mediu din orașe sunt deosebit de complexe, deoarece cauzele sunt interdependente. Inițiativele locale de rezolvare a unor probleme pot genera probleme noi, în alt domeniu și pot fi în contradicție cu politicile la nivel național sau regional.
Pentru cunoașterea și identificarea arealelor poluate cât și a factorilor care conduc la contaminarea solurilor din perimetrul municipiului București și apoi, funcție de acestea implementarea unor măsuri specifice, sunt prezentate în continuare investigațiile efectuate privind distribuția metalelor grele și radioactive din sol 184-186.
Pentru evaluarea gradului de poluare a solului din partea nordică a Municipiului București au fost recoltate 22 probe din arealul cuprins între: Universitate, Arcul de Triumf, Otopeni, Linia de Centură, Șoseaua Afumați – Colentina – Moșilor (figura 11.1, figura11.2).
Punctele de probare au fost situate în apropierea suburbiilor, șoselelor și drumurilor (figura 11.3, figura 11.4).
De asemeni în punctele de recoltare a solului a fost determinată doza debit gamma 184, iar în unele clădiri și stații de metrou s-au făcut investigații privind 222Rn și 220Rn.
Fig. 11.1. Harta București
Fig. 11.2. Punctele de recoltare a probelor de sol
Fig. 11.3. Recoltarea probelor de sol (punctele de recoltare în fig. 11.2)
Fig. 11.4. Recoltarea probelor de sol (punctele de recoltare în fig. 11.2)
Pentru evaluarea gradului de poluare a solului din municipiul București au fost recoltate aproximativ 158 probe de pe o suprafață de 356 km2 până la linia de centură 184, cu o densitate de 2,25 probă/km2. Punctele de recoltare au fost situate în apropierea bulevardelor, drumurilor, șoselelor sau din zone cu spații verzi (fig. 11.5).
Fig. 11.5. Harta București – perimetrul investigat 2006 – 2008
11.2. METODOLOGIA DE INVESTIGARE
Pentru determinarea elementelor din probele de sol s-a folosit ca metodă spectrometria gamma (pentru U, Ra, Th, K):
aparatura: analizor multicanal cu detector de Ge HP;
uraniul a fost determinat după liniile gamma emise de 214Bi în urma stabilirii echilibrului radioactiv între radiu și descendenții săi (determinare indirectă);
Th a fost dozat după liniile gamma emise de 228Ac și 208Tl (determinare indirectă).
Doza debit gamma a fost măsurată la înălțimea de 1 m în punctele de unde s-au recoltat probele de sol. Determinarea a fost făcută cu radiometrul FAG-H-40 F2 (Germania) având limita de detecție de 0,01 µSv/h (Anexa 2), etalonat și verificat de BML.
Determinările gazelor radioactive 222Rn și 220Rn s-au efectuat cu aparatul RAD 7 (Anexa 2) care măsoară radonul 222Rn și toronul 220Rn prin spectrometrie alfa în aer de la 4 la 400.000 Bq/cm2. Aparatul este dotat cu o imprimantă în care se înregistrează: concentrația medie, valoarea de măsurare, iar rezultatele sunt furnizate imediat după măsurare, care durează 20 de minute.
În ceea ce privește localizarea punctelor de recoltare a probelor de sol, aceasta s-a făcut prin împărțirea acestora pe 4 zone 185 și anume:
Zona nordică I – cuprinde un număr de 21 probe, numerotate de la 1-21, fiecărei probe îi corespunde o zonă;
Zona sudică II – cuprinde un număr de 38 probe, numerotate de la 1-38;
Zona estică III – cuprinde un număr de 48 probe, numerotate de la 1-48 (figura 11.6);
Zona vestică IV – cuprinde un număr de 60 probe, numerotate de la 1-60.
Fig. 11.6. Recoltarea probelor de sol din zona estică
11.3. RADIOACTIVITATEA NATURALĂ
11.3.1. Iradierea gamma la suprafața solului (doza debit gamma µSv/h)
Măsurătorile efectuate la înălțimea de 1 m de suprafața solului în aceleași puncte de unde s-au recoltat probe de sol, au fost situate între 0,09-0,26 µSv/h.
Distribuția dozei debit gamma este binodală cu un prag de separare a celor două distribuții la 0,20 µSv/h. Valorile peste 0,20 µSv/h sunt situate în special în zona industrială Militari. Valorile cele mai scăzute caracterizează zona nordică a municipiului (fig. 11.7, 11.8).
Fig. 11.7 Distribuția dozei debit gamma în sol
Fig. 11.8. Distribuția dozei debit gamma în sol
11.3.2. Distribuția K
În majoritatea solurilor, 40K este principala sursă naturală de radioactivitate. Prin administrarea de îngrășăminte potasice în zonele unde se practică agricultura, se reface o parte din rezerva de potasiu din plante. Prin adăugarea excesivă a îngrășămintelor cu K are loc o creștere semnificativă a radioactivității solului. Distribuția K în solul municipiului București este binodală (figura 11.9, 11.10) cu un conținut mediu de 1,15% și a doua distribuție cu valori mai mari de 1,8 % K, acestea situându-se în zonele agricole respectiv în partea de N și S unde s-au folosit îngrășăminte de tipul NPK.
Fig. 11.9. Distribuția K în sol
Fig. 11.10. Distribuția K în sol
11.3.3. Distribuția Th
Toriul în sol variază între 2-50 mg kg-1 (Boyle 1982) iar conținutul mediu este de 13 mg kg-1. Distribuția Th în solul din municipiul București este unimodală (figura 11.11, 11.12) având valoarea medie de 6,57 mg kg-1.
În solurile din partea estică și sudică a Bucureștiului 183, 184 în apropierea liniei de centură, concentrațiile de Th sunt mai ridicate ajungând până la 12-14 mg kg-1.
Cele mai scăzute valori sunt grupate în partea nordică a orașului, respectiv Băneasa-Tunari-Pipera (4 mg kg-1).
Fig. 11.11. Distribuția Th în sol
Fig. 11.12. Distribuția Th în sol
11.3.4. Distribuția U
Uraniul în sol variază între 1-8 mg kg-1 (Boyle 1982) funcție de componența rocilor pe care s-a format, iar conținutul mediu în sol este de 3 mg kg-1.
În solul din municipiul București distribuția U prezintă un conținut mediu de 3,71 mg kg-1 (figura 11.13, 11.14) iar valorile mai ridicate de 7-8 mg kg-1 sunt grupate în zona șoselei Tunari-Pipera.
Fig.11.13. Distribuția U în sol
Fig. 11.14. Distribuția U în sol
11.3.5. Distribuția 222Rn și 220Rn în interiorul clădirilor civile, industriale și stațiile de metrou
222Rn se produce prin dezintegrarea Ra din seria 238U. Acest izotop natural al uraniului este de mii de ori mai abundent în scoarța terestră decât Au. El este distribuit în mod inegal pe globul pământesc în funcție de compoziția geochimică a solului. Conținutul de radon, degajat în atmosferă într-un anumit loc, depinde de concentrația de radiu din sol (rocă), de proprietățile chimice și fizice ale solului, precum și de factorii meteorologici din zonă (presiune, umiditate, condiții de vânt, etc.). Materialele de construcții ce conțin radiu sunt o sursă pentru radonul din locuințe. Materialele de construcții clasice (argilă, nisip, piatră, granit, etc.) conțin radioelemente naturale – deci și radiu – în diferite concentrații în funcție de specificul locului de proveniență.
11.3.6. Radonul, descendenții săi și normele naționale privind concentrația radonului în clădiri
În ultimii ani atât în lume cât și în România, s-au experimentat și produs o serie de materiale de construcții noi care tind să le înlocuiască pe cele clasice.
Radonul este un element instabil ce se dezintegrează având timpul de înjumătățire de 3,823 de zile . Prin dezintegrare se emit particule alfa cu energia maximă de 5,48 MeV.
Prin dezintegrări succesive se formează descendenții de viață scurtă ai radonului care la rândul lor emit radiații alfa sau beta cu timpi diferiți de înjumătățire. Acești descendenți se prezintă sub formă de ioni negativi și pozitivi. O parte a descendenților radonului se atașează particulelor mici (praf, fum de țigară, etc.) din aerul atmosferic 187 și formează aerosoli radioactivi. Prin respirație radonul și descendenții neatașați percum și aerosolii radioactivi ajung în organism. Din punct de vedere al poluării mediului și al efectelor asupra organismului deosebit de însemnați sunt: 218Po și 214Po.
Prin inhalare gazul radon și descendenții săi neatașați ajung în plămâni de unde prin circulația sângelui sunt transportați și la celelalte organe. Iradierea astfel produsă, după cunoștințele actuale, nu prezintă însă un pericol considerabil 188.
Radionuclizii atașați se depun în căile respiratorii de unde iradiază direct: bronhii și mucoasa bronșică, precum și epiteliul bronșic, care acoperă partea interioară a plămânilor. Deoarece particulele alfa cedează întreaga lor energie țesutului, iradierea produsă de ele este însemnată. Astfel, descendenții alfa activi ai radonului 214Po și 218Po au o deosebită importanță în producerea eventualelor leziuni ale țesuturilor la nivelul căilor respiratorii. Posibila reacție biologică este direct proporțională cu energia absorbită în țesut.
Cu cât concentrația de radon (și a descendenților) este mai mare, cu atât riscul posibil este mai mare. Menționăm că fiecare individ reacționează în mod diferit la aceeași valoare a iradierii.
Radonul emanat din sol, materialele de construcții, apă, gaze naturale se diluează în atmosferă, media concentrației sale pe glob este de 5 – 10 Bq/m3. În spații închise (mine, clădiri) radonul se acumulează și concentrația sa poate atinge valori de câteva ori mai mari decât în aer liber. Radonul și acumularea sa în interiorul locuințelor, datorită riscurilor pe care le implică asupra sănătății, au devenit subiecte de cercetare 189.
Dintre factorii care influențează acumularea radonului în încăperi, cea mai semnificativă este ventilația.
Comisia Internațională de Radioprotecție 38 a elaborat reglementări și recomandări privind conținutul de radon în spații închise. Astfel, s-a stabilit că „nivelul de acțiune” al concentrației de radon în cazul locuințelor este cuprins între 200 Bq/m3 și 600 Bq/m3, ținând cont că perioada medie petrecută într-o locuință pe un an este de 7000 h. Specialiștii din fiecare țară vor decide propriul lor nivel de acțiune (între valorile menționate mai sus), luând în considerare specificul local, posibilitățile economice și legile în vigoare. În cazul locuințelor care prezintă concentrații de radon peste nivelul de acțiune se recomandă găsirea unor metode pentru al reduce. Aceste soluții implică o serie de probleme legate de costurile aferente reducerii conținutului de radon, atât în cazul locuințelor private cât și în cele de stat.
Fiecare cetățean are dreptul să cunoască nivelul de radon din propria locuință, precum și consecințele pe care le-ar implica pentru sănătate existența unor valori ridicate de radon.
În România s-au stabilit valori ale nivelului de acțiune privind concentrația de radon din locuințe.
Astfel Ministerul Sănătății 182 a stabilit că în clădirile care urmează să se construiască după anul 2005 nivelul concentrației de 222Rn să nu depășească 200 Bq/m3 și 400 Bq/m3 pentru clădirile construite înainte de 2005.
După cum am precizat anterior radonul din diferite surse se acumulează în atmosfera locuințelor. Este importantă detectarea sursei principale care determină cantitatea radonului într-o locuință. Având în vedere efectele pe care radonul le-ar putea produce în organism, concentrația lui trebuie redusă.
Modalitățile de reducere a conținutului de radon din locuințe se tratează separat pentru locuințele existente de cele care urmează a se construi.
Cantitatea de radon dintr-o locuință deja construită se poate reduce printr-o serie de metode:
Asigurarea unei ventilații eficiente;
Realizarea unei cavități sub clădire (pivniță, etc.);
Izolarea fundațiilor, eventual al pereților;
Introducerea unor țevi sub clădire pentru captarea și dirijarea radonului în aer liber;
Renovarea completă a casei.
Aplicarea unei sau alteia dintre aceste metode se realizează în funcție de mărimea concentrației de radon și de costul și efectul secondat.
În cazul locuințelor ce urmează a fi proiectate este necesar să se țină seama de următoarele:
Efectuarea unor determinări ale conținutului de radon emanat din sol pe terenurile unde se vor realiza construcțiile;
Determinarea concentrației de radioelemente în materialele de construcții, astfel încât în produsul finit concentrațiile de 226Ra, 232Th, 40K trebuie să respecte relația 171, 182:
Ceea ce înseamnă că materialele de construcție să aibă următoarele conținuturi maxime în:
U = 4 ppm (la echilibru cu 226Ra)
232Th = 10 ppm
K = 1%
11.3.7. Investigații de teren
Determinările gazului radioactiv 222Rn s-au efectuat cu aparatul RAD7 care măsoară radonul din aer prin spectrometrie alfa de la 4 la 400.000 Bq/m3. Este dotat cu o imprimantă care înregistrează: concentrația medie, eroarea de măsurare, temperatura și umiditatea. Rezultatele sunt furnizate imediat după măsurătoare, care durează 20 minute.
Clădirile în care s-au efectuat determinările au fost alese astfel încât să cuprindă:
Ani diferiți de construcție ;
Materiale diferite.
Construcții noi (figura 11.15):
Hala industrială – punctul 21 (Pipera)
Concentrația 222Rn = 21,3 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Hala industrială – punctul 32 Șoseaua Giurgiului
Concentrația 222Rn = 211 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Hala industrială – punctul 33 RATB Titan
Concentrația 222Rn = 30 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Fig. 11.15. Determinarea 222Rn într-o clădire în construcție (punctul 21)
b) Construcții vechi:
Universitatea București la subsol
Concentrația 222Rn = 10,7 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
ASE – Rectorat (figura 11.16)
Concentrația 222Rn = 10,7 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Sediul Băncii Transilvania (Sfântul Gheorghe) la subsol
Concentrația de 222Rn = 28 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Liceul Mihai Viteazu
Concentrația de 222Rn = 31 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Liceul Gheorghe Șincai
Concentrația de 222Rn = 35 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Politehnica Polizu (Facultatea de chimie)
Concentrația de 222Rn = 63 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Fig. 11.16. Determinarea 222Rn în clădirile Universității din București și ASE
Stații de metrou –placate cu materiale de construcție diverse: gresie, faianță, travertin, marmură:
Pasajul București – Obor
Concentrația 222Rn = 53 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Piața Victoriei
Concentrația 222Rn = 31 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Piața Romană
Concentrația 222Rn = 22 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Pipera
Concentrația 222Rn = 37 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Iancului
Concentrația 222Rn = 36 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Nicolae Grigorescu
Concentrația 222Rn = 29 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Titan
Concentrația 222Rn = 37 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Costin Georgescu
Concentrația 222Rn = 31 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Republica
Concentrația 222Rn = 33 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Piața Muncii
Concentrația 222Rn = 30 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Păcii
Concentrația 222Rn = 27 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Armata Poporului
Concentrația 222Rn = 20 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Eroilor
Concentrația 222Rn = 34 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Grozăvești
Concentrația 222Rn = 30 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Semănătoarea
Concentrația 222Rn = 28 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Crângași
Concentrația 222Rn = 22 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Basarab 1
Concentrația 222Rn = 30 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou Grivița
Concentrația 222Rn = 32 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Metrou 1 Mai
Concentrația 222Rn = 37 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Fig. 11.17. Determinarea 222Rn în stații de metrou și pasaje
d) Clădiri – locuințe:
Bloc Titan 4 etaje construit în 1974 din prefabricate fără geam la baie (determinarea s-a făcut în baie având gresie și faianță)
Concentrația 222Rn = 217 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Bloc Titan 10 etaje construit în 1974 din prefabricate (determinarea s-a făcut în baie având gresie și faianță, cu geam)
Concentrația 222Rn = 89 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Casă cărămidă construită în 1952 (determinarea s-a făcut în bucătărie cu gresie și faianță) – Pantelimon
Concentrația 222Rn = 84 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Bloc Militari 4 etaje construit în 1976 din prefabricate fără geam la baie (determinarea s-a făcut în baie având gresie și faianță)
Concentrația 222Rn = 197 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Bloc Militari 10 etaje construit în 1976 din prefabricate fără geam la baie (determinarea s-a făcut în baie având gresie și faianță)
Concentrația 222Rn = 150 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Casă cărămidă construită în 1939 din cărămidă (determinarea s-a făcut în bucătărie cu gresie și faianță) – Militari
Concentrația 222Rn = 62 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Bloc în patru etaje din panouri prefabricate fără geam la baie (an construcție 1974) – Berceni
Concentrația 222Rn = 205 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Casă cărămidă cu geam la baie (an construcție 1960)- Strada Aluniș Giurgiu
Concentrația 222Rn = 45 Bq/m3.
Concentrația 220Rn (toron) = 0 Bq/m3
Din datele arătate mai sus se constată o concentrație mică a 222Rn în clădiri, aceasta întrucât fundamentul geologic al Municipiului București este constituit din roci cu conținuturi reduse în radioelemente.
Valorile mai ridicate în unele cazuri pentru 222Rn sunt datorate materialelor de construcție folosite (gresie, faianță, posibil fosfogips utilizat în anii 65-75) care au în componență concentrații ridicate în radioelemente.
În urma efectuării analizelor pentru elementele din 22 probe de sol precum și din determinările dozei debit gamma și a gazului radioactiv 222Rn s-au evidențiat următoarele aspecte 184-186:
În probele de sol majoritatea elementelor prezintă conținuturi medii în limitele variațiilor fondului;
Doza debit gamma (µSv/h) prezintă valori între 0,11-0,25 µSv/h – valori caracteristice fondului;
Concentrațiile gazului radioactiv 222Rn în diferite tipuri de clădiri și stații de metrou prezintă variații funcție de materialele de construcție și în mod special datorită modului de ventilație;
Nu a fost depășită concentrația admisă de 400 Bq/m3 pentru clădirile construite înainte de 2005.
CONCLUZII FINALE
Prima parte a lucrării constituie un amplu studiu documentar a celor mai recente date din literatura de specialitate referitoare la radon și descendenții săi radioactivi (produșii de dezintegrare), prezența acestora în diferiți factori de mediu, migrarea și acumularea lor în locuințe și pericolul pe care îl prezintă pentru populație în general și pentru personalul care lucrează în domeniul nuclear și în minerit sau alte domenii cu risc radiologic mai ridicat, în particular.
Cea de-a doua parte a lucrării, intitulată ,,Studiu experimental și contribuții originale’’, prezintă mai pe larg rezultatele cercetărilor proprii efectuate în cadrul tezei de doctorat, privitoare la riscul radiologic la care sunt supuse persoanele din populație și din grupurile critice situate în diferite zone în care s-au desfășurat sau se mai desfășoară activități nucleare și alte activități care prezintă un risc radiologic semnificativ.
A fost elaborată o metodologie originală de evaluare cantitativă a riscului radiologic, bazată pe definirea acestui risc ca fiind dat de produsul dintre magnitudinea acțiunii radiațiilor nucleare și probabilitatea ca aceste radiații să ajungă la țintă, adică la receptorul respectiv.
În lucrare sunt prezentate diferite procedee de măsurare a concentrațiilor de activitate pentru radon (222Rn) și toron (220Rn), precum și pentru descendenții radioactivi ai acestora, cu îmbunătățirile corespunzătoare aduse pentru a le aplica în condițiile concrete de măsurare în teren, în diferiți factori de mediu (sol, apă și aer).
Pentru evaluarea riscului radiologic în diferite locații din zonele fostelor exploatări miniere uranifere din Banat, au fost măsurate doza efectivă externă, datorată iradierii gamma și doza efectivă internă datorată radionuclizilor care pătrund în organismul uman pe diferite căi (ingerare de diferite alimente, ingerare de apă, inhalare de radon și descendenții din aer, etc.).
Măsurătorile efectuate în zona minieră Ciudanovița (Banat) au fost localizate în două scenarii diferite. Primul a cuprins arealul minei de uraniu, iar cel de-al doilea a inclus grupurile critice formate din colonia Ciudanovița și satul Ciudanovița. Rezultatele obținute în cazul primului scenariu (zonă nelocuită dar unde persoane din populație au acces și pot staționa temporar) arată că doza efectivă totală este, ET = 13,01 mSv/an, iar doza efectivă suplimentară, peste valoarea fondului, ETsupl. = 12,01 mSv/an, valoare care depășește cu mult valoarea de 1 mSv/an considerată ca limită admisibilă pentru populație. Această doză efectivă suplimentară conduce la un grad de risc radiologic cu coeficientul 16 (pe o scară de până la 20), adică un risc radiologic mare.
În cazul celui de-al doilea scenariu localizat în grupurile critice colonia Ciudanovița și satul Ciudanovița, doza efectivă totală obținută a fost ET(maximă) = 4,42 mSv/an, iar cea suplimentară, ETsupl. = 3,45 mSv/an. Din această valoare a dozei efective suplimentare rezultă un grad de risc radiologic având coeficientul 9, adică un risc radiologic moderat, dar totuși peste limita admisă de 1 mSv/an.
Atât în cazul scenariului 1, cât și al scenariului 2, ponderea cea mai mare în doza efectivă suplimentară o are calea acvatică de transfer al radionuclizilor, adică doza datorată ingerării de apă și diverse alimente.
Măsurătorile efectuate în zona minieră Lișava (Banat) au fost localizate în trei scenarii, după cum urmează:
Scenariul 1: include o zonă în jurul haldei de cozi Dobrei și stația de recuperare a uraniului care este încă în funcțiune parțială;
Scenariul 2: cuprinde o zonă situată lângă suprafața de sol contaminată de unde a fost evacuate minereul de uranium și la aproximativ 400 m de stația de recuperare a uraniului;
Scenariul 3: include comuna Brădișorul de Jos situată la aproximativ 4,5 km de zona minieră, cu o populație de aproximativ 1000 locuitori.
Scenariile 1 și 2 cuprind zona nelocuită permanent dar persoane din populație au acces în aceste zone unde pot staționa temporar.
În cazul scenariului 1, măsurătorile efectuate au condus la o doză efectivă totală maximă, ET(max.) = 8,59 mSv/an și o doză efectivă suplimentară (peste valoarea fondului) ETsupl. = 6,72 mSv/an. Gradul de risc radiologic obținut din aceste măsurători are un coefficient 18, ceea ce înseamnă un risc radiologic mare.
În cazul celui de-al doilea scenariu rezultatele măsurătorilor effectuate au condus la o valoare a dozei effective totale maxime, ET(max.) = 7,88 mSv/an, respective a dozei effective suplimentare, ET(supl.) = 6,01 mSv/an. Din aceste valori s-a obținut un coeficient al gradului de risc radiologic egal cu 18, adică tot un risc radiologic ridicat. Contribuția cea mai importantă la doza efectivă suplimentară o are tot calea acvatică de transfer al radionuclizilor, urmată îndeaproape de componenta terestră, E.
Scenariul 3, localizat la aproximativ 4,5 km de zona minieră, în localitatea Brădișorul de Jos (având o populație de circa 1000 locuitori) a condus la o doză efectivă totală, ET(max.) = 3,08 mSv/an care corespunde unei doze efective suplimentare ET(supl.) = 2,11 mSv/an, acestea fiind valorile maxime obținute în cazul când stația de recuperare a uraniului nu funcționează și debitul pârâului Lișava este cel minim. În celelalte situații posibile doza efectivă suplimentară este mai mică de 1 mSv/an, adică sub limita admisă, conform legislației din România.
Nivelul maxim de risc radiologic, în cazul acestu scenariu are un coeficient 4, ceea ce înseamnă un grad de risc radiologic slab, nesemnificativ.
În cazul acestui scenariu, doza efectivă suplimentară este determinată numai de calea acvatică de transfer al radionuclizilor, adică de ingerarea de apă și diverse alimente (lapte, carne, pește, legume, fructe).
Pentru evaluarea riscului determinat de radioactivitatea materialelor de construcții au fost măsurate concentrațiile de activitate (Bq/kg) ale principalilor radionuclizi (238U, 226Ra, 232Th, 40K) care determină radioactivitatea diverselor componente din materialele de construcții, iar pe baza acestor măsurători s-au calculat indicii de radioactivitate (IR) pentru o serie de probe de cenușe de termocentrală folosite la fabricarea cimenturilor, precum și pentru eșantioane de ciment preparate cu un conținut valabil de asemenea cenușă. Rezultatele măsurătorilor au arătat că toate probele de cenușă au un IR mai mic de 0,5, iar probele de ciment care au un conținut de până la 25% cenușă, au de asemenea un indice de radioactivitate mai mic de 0,50, satisfăcând astfel condițiile stabilite prin Ordinul Ministerului Sănătății Nr. 381/2004 privind normele sanitare de bază pentru desfășurarea în siguranță a activităților nucleare.
Pentru evaluarea gradului de poluare radioactivă a solului din Municipiul București, au fost recoltate probe de sol de pe o suprafață de aproximativ 350 km2 cu o densitate medie de 2,25 probe/km2. În aceste probe au fost determinate concentrațiile de activitate ale radionuclizilor 238U, 226Ra, 232Th și 40K. De asemenea, în aceleași puncte de unde s-au recoltat probe de sol a fost măsurată și doza debit gamma (µSv/h). Toate valorile găsite se încadrează în limitele normale de fond (între 0,10 și 0,26 µSv/h) neexistând zone în care să fie depășite aceste limite.
Pe baza rezultatelor analizelor efectuate în laborator pentru probele de sol, au fost alcătuite hărți care ilustrează distribuția neuniformă a elementelor U, K și Th pe suprafața investigată.
Distribuția radonului (222Rn și 220Rn) a fost investigată în diferite clădiri și stații de metrou. S-a constatat că, practic, numai radionuclidul 222Rn este prezent în diferite concentrații, celălalt radionuclid, toronul (220Rn) se poate găsi doar în concentrații neglijabile, sub limita de detecție.
Concentrația radonului (220Rn) fluctuează în limite destul de largi, de la câteva zeci de Bq/m3 la câteva sute de Bq/m3, funcție de locul unde este amplasată clădirea, de materialele de construcție și de finisajele utilizate, dar și de gradul de ventilație a încăperilor în care se face măsurătoarea. Astfel, în locuințe, concentrația cea mai mare de radon s-a găsit a fi în baia unde finisajele sunt făcute din gresie și faianță și în special în locuințele care nu sunt prevăzute cu geam la baie, adică nu se ventilează în suficientă măsură.
În nici una din clădirile construite înainte de 2005 nu a fost depăsită concentrația de radon considerată ca limită admisă, de 400 Bq/m3. În stațiile de metrou, care sunt bine ventilate, concentrația cea mai mare detectată a fost de 37 Bq/m3.
BIBLIOGRAFIE
[1] J.C. Pacer, R.I. Czarnicki, J.F. Holden, Geophysics, 43, 1331 (1978)
[2] W. Dyck, J. Geochim. Expl. 13, 27 (1980)
[3] A.N. Sultankhodzhaiev, I.G. Chernov, T. Zakirov, Dokl. Akad. Nauk Uzb., 7, 51 (1976)
[4] W. Dyck, I.R. Jonasson, Water Research, 11, 705 (1977)
[5] R.L. Fleicher, Geochim.Cosmochim.Acta, 46, 2191 (1982)
[6] D.H. Stupp, Dissertation, Köln, 1984
[7] King Chi-Yu, Nature, 271, 516 (1978)
[8] K. Megumi, T. Mamuro, J. Geophys. Res., 77, 3052 (1972)
[9] L.V. Kirichenko, J. Geophys. Res., 75, 1725 (1970)
[10] C. Cosma, I. Mastan, V. Cacovean, Studia.Univ.B.B.Physica, vol.30, 72 (1985)
[11] C. Cosma, T. Jurcuț, Radonul și mediul înconjurător, Ed. Cluj-Napoca, pg. 17-20 (1996)
[12] G.M. Reimer, E.H. Denton, J. Geochim. Expl., 11, 1 (1972)
[13] K. Katoh, K. Itoh, S. Nagata, Spec.Rep.Geol.Surv.Japan 7, 70 (1979)
[14] A.N. Sultankhodzhaiev et al., Uzb.Geol.Zhurn., 3, 39 (1977)
[15] M. Zoran, St.Cerc.Fiz., 31, 577 (1979)
[16] K. Sheda, S. Nagai et al., Spec. Rep. Geol. Surv.Japan, 7, 149 (1979)
[17] M. Wilkening, Radon in the environment, Elsevier, Amsterdam, Oxford, (1990)
[18] H. Smith-Ed., Protection Against Radon at Home and at Work, Pergamon, Didcot, (1993)
[19] G.M. Caton, Radon Research Notes, 16, 1 (1995)
[20] F.J. Aldenkamps, P. Stoop, Sources and Transport of Indoor Radon, Thessis, Groningen, (1994)
[21] J.C.H. Miles, Radiat. Prot. Dosim., 56, 207 (1994)
[22] A. Poffijn, M. Tirmarche et al., Radiat. Prot. Dosim., 45, 651 (1992)
[23] D. Hurmuzescu, Ann. Acad.Rom.Sect.St.XXX, 24, (1908)
[24] G. Atanasiu, Opere alese, Ed.Academiei, București, (1977)
[25] A. Szabo, Radioactivitatea apelor și gazelor naturale din România, Ed. Dacia, Cluj-Napoca (1978)
[26] I. Chereji et.al, Environment International, 24, 1-4 (1996)
[27] S. Sonoc, O. Sima, Radiat.Prot.Dosim., 45, 51 (1992)
[28] V. Cuculeanu, S. Sonoc, M. Georgescu, Radiat.Prot.Dosim., 45, 483 (1992)
[29] O. Sima, S. Sonoc, C. Dovlete, St.Cerc.Fiz., 38, 464 (1986)
[30] Gh. Sandor, G. Dincă, T. Peic, D. Stoici, Proc. of IRPA VIII Congress, Montreal, Canada, pg. 1371 (1992)
31 R. Ion-Mihai, Radioactivitatea și circuitul izotopilor radioactivi în mediu, Ed. Universității din București, pg. 31-33 (1998)
32 A. Cecal, Implicații ale fisiunii nucleare, Ed. Tehnică, București (1985)
33 I. Mihalcea, Elemente de chimie nucleară, Ed. ICPE, București (1997)
34 R. Ion-Mihai, Radioactivitatea și circuitul izotopilor radioactivi în mediu, Ed. Universității din București, pg. 39-48 (1998)
35 M. Oncescu, Conceptele Radioprotecției, Ed. Horia Hulubei, București-Măgurele (1996)
[36] International Commission on Radiological Protection, Recommendations of the International Commission on Radiological Protection, ICRP Publication 26, Pergamon Press, (1977)
[37] Institutul de Fizică Atomică, Standarde de bază de radioprotecție, IFA București (1991)
[38] International Commission on Radiological Protection, Recommendations of the International Commission on Radiological Protection, ICRP Publication 60, Pergamon Press, (1990)
[39] United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, Sources, Effects and Risks of Ionizing Radiation, Report to the General Assembly, with annexes, United Nations, New York (1988)
[40] United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, Sources, Effects and Risks of Ionizing Radiation, Report to the General Assembly, with annexes, United Nations, New York (1993)
[41] Societatea Română de Radioprotecție, Recomandările din 1990 ale Comisiei Internaționale de Protecție Radiologică (ICRP Publicația 60), traducere a lucrării ICRP Publication 60, București (1996)
[42] R. Ion-Mihai, Radioactivitatea și circuitul izotopilor radioactivi în mediu, Ed. Universității din București, pg. 71-85 (1998)
[43] Societatea Română de Radioprotecție, Radioactivitatea naturală în România, București (1994)
[44] Societatea Română de Radioprotecție, Radioactivitatea artificială în România, București (1994)
[45] NCRP 97, Measurement of Radon and Radon Daughters in Air, National Council on Radiation Protection and Measurements, Bethesda, MD, pg.36 (1988)
[46] A. Duca, Radonul și prevenirea cutremurelor de pământ, Lucrare de licență, Univ. Babeș-Bolyai, Facultatea de Fizică, Cluj-Napoca (1996)
[47] H.E. Moore et al., Origin of 222Rn and its long-lived daughters in air over Hawaii, J.Geophys.Res., 79, 5019 (1974)
[48] T. F. GESELL, Background atmospheric 222Rn concentrations outdoors and indoors, Health Phys., 45, 289 (1983)
[49] M. H. Wilkening, D. Rust, 222Radon concentrations in a mountain canyon environment, Archiv.Meteorol.Geophys.Bioklimatol, A21, 183 (1972)
[50] I. M. Fisenne, H. W. KELHR, Rural and Urban Radon Concentration in: Environmental Measurements Laboratory EML-512. US Department of Energy, New York, pg.106 (1988)
[51] V. Cuculeanu, S. Sonoc, M. Georgescu, Radioactivity of radon and thoron daughters in Romania, Radiat. Protection Dosimetry, 45, 483 (1992)
[52] NCRP 103, Control of Radonin Houses, National Council of Radiation Protection, Bethesda, MD, pg.11 (1989)
[53] F. Stranden, L. Berteig, Radon in dwellings and influencing factors, Health Phys., 39, 27 (1980)
[54] K. D. Cliff, J. C. H. Miles, K. Brown, The Incidence and Origin of Radon and its Decay Products in Buildings, NRPB – R159 (1984)
[55] R. Colle et al., Radon Transport through and Exhalation from Building Materials, NBS Technical Note 1139 (1981)
[56] P. J. Dimbylow, P. Wilkinson, The numerical solution of the diffusion equation describing the flow of radon through cracks, Radiat. Protec. Dosim., 11, 229 (1985)
[57] R. Stevens, Building Research Establisment, Watford, United Kingdom (1990)
[58] T. TAIPALE, K. Winqvist, Seasonal variation in soil gas radon concentration, Sci.Tot.Environment, 45, 121 (1985)
[59] C. Cosma, S. Râmboiu, D. Ristoiu et al., Indoor radon measurements in some regions of Transilvania, Proc. INDOOR AIR 96, Nagoya, vol.2, pg.71 (1996)
[60] NCRP – 103, Control of Radon in Houses, National Council on Radiation Protection and Measurements, Bethesda, MD, pg.13 (1979)
[61] Editorial, Radioactivity in Drinking Water, Health.Phys. 48,529 (1985)
[62] C. Cosma, S. Râmboiu et al., Some aspects of radon radioactivity in Romania, Environment International, 23, vol. 1-6 (1996)
[63] C. Cosma, T. Jurcuț, I. Pop, D. Ristoiu, Depunerea de radiu în instalațiile geotermale din Oradea, Analele Universității din Oradea, 5, 85 (1995)
[64] A.V. Nero, Radon and its Decay Product in Indoor Air, Wiley, New York, pg.12 (1988)
[65] J.E. Pearson et al., The influence of vegetation on radon exhalation from the soil, Tellus, 18, 655 (1966)
[66] C. Cosma, T. Jurcuț, Radonul și mediul înconjurător, Ed. Cluj-Napoca, pg. 107-143 (1996)
[67] M. Zoran, Radonul și dinamica pulberilor poluante în unele bazine carbonifere, St.Cerc.Fiz., 31, 577 (1979)
[68] K. Megumi, T. Mamuro, Radon exhalation from waste areas, J.Geophys.Res., 75, 3539 (1970)
[69] C. COSMA, Studiul radioactivității și compoziției gazelor naturale emanate din surse de ape minerale și geotermale, Thesis, Univ. Cluj-Napoca (1986)
[70] I. Porstendorfer, Behavior of radon daughter products in indoor air, Radiation Protec. Dosim., 7, 107 (1984)
[71] S. Hallez, J.M. Flemal et al., Le Radon, mythe ou realite: La situation en Belgique, Annales de L’Association Belge de Radioprotection, 19, 227 (1994)
[72] F. Steinhausler, Radon in the environment: a global approach, Proc. of IRPA 8, Montreal, Canada, May, pg. 1549 (1992)
[73] R.L. Perrit, T.D. Hartwell et al., 222Rn levels in New York State Houses, Health Physics, 58, 147 (1990)
[74] C. Milu, R. Gheorghe et al., Rom. J. Of Biophysis, 3, 157 (1993)
[75] C. Cosma, D. Ristoiu, T. Vaida, A. Poffijn, J. Miles, Proc. 9 Congress, 14-19 April, Viena, pg. 201 (1996)
[76] NCRP 103, Control of Radon in Houses, Bethesda, MD, pg. 121 (1989)
[77] W. Nazaroff, A.V. Nero, R.G. Sextro, Potable water as a source of airborne 222Rn in dwellings, Health Phys., 52, 281 (1987)
[77] C.T. Hess et al., The occurrence of radioactivity in public water – supplies in United States, Health Phys., 48, 553 (1985)
[79] C.T. Miller, Measurements of external radiation in U.S. dwellings, Radiat. Protec. Dosim., 45, 535 (1992)
[80] L. Salonen, Natural Radionuclides in ground water in Finland, Radiat. Protec. Dosim., 45, 535 (1992)
[81] R. Juntunen, Uranium and Radon in Wells Drilled in Southern Finland Geological Survey of Finland Report 98 (1991)
[82] C.R. Cothern, W.L. Lappenbuseh, Radioactivity in drinking water, Health Phys., 48, 592 (1985)
[83] N. Roireau, L. Zikovscki, Determination of Radon in ground waters of Quebec, J. Radioanal. Nucl. Chem. Lett., 137, 79 (1989)
[84] A. Szabo, Ape și Gaze Radioactive în România, Editura Dacia, Cluj Napoca (1978)
[85] T. Jurcuț, C. Cosma et al., Depunerile de Ra-226 pe conducte, sursă a radonului în apele geotermale din Oradea, Analele Universității Oradea, 6, (1) 1996
[86] M. Wilkening, D. Watkins, Air exchange and 222Rn concentrations in the Carlsbad caverns, Health Phys. 31, 139 (1979)
[87] J.N. Stannord, Radon and Radon Decay Products: Radioactivity and Health, Richland, WN, Cap. 3 (1988)
[88] NRCP Report 101, Exposure of the U.S. Population from Ocupational Radiation, Bethesda, MD, pg. 34 (1989)
[89] R.L. Roock, D.K.Walker, Controling Employer Exposure to Alpha Radiation Underground Uranium Mines, Bureau of Mines, U.S. Department of Interior, Vol. 1 (1970)
[90] C. Cosma, T. Jurcuț, Radonul și mediul înconjurător, Ed. Cluj-Napoca, pg. 153-202 (1996)
[91] NCRP Report No. 58, A Handbook of Radioactivity Measurements Procedures, National Council on Radiation Protection, Washinghton D.C. (1978)
[92] L.W. Cochran, Detection and Measurement of Ionization in: K.Y. Morgan and I.E. Turner EDS., Principles of Radiation Protection, Wiley, New York (1967)
[93] E. Rodean, Aparate și metode de măsură, analiză și control cu radiații, Ed. Academiei, București (1986)
[94] J. Samueli, J. Pigneret, A. Sarazin, Intrumentația electronică în fizica nucleară, Ed. Tehnică, București (1972)
[95] E. Pătrutescu, Electronica nucleară, Ed. Academiei, București (1972)
[96] T.F. Gessel, H.M. Prichard, Rapid measurements of 222Rn concentrations in water with liquide scintillation counter, Health Physiscs, 33, 577 (1977)
[97] R. Lapp, H. Andrews, Nuclear Radiation Physics, Prince – Hall Physics Series, London, (1963)
[98] J.B. Birks, Theory and Practice of Scintillation Counting, Pergamon Press, London (1964)
[99] E. Palmer, Wavelength shifting in gas scintilator counters, Nucl. Instr. Meth. A. 272, 847 (1988)
[100] D.N. Poenaru, N. Vîlcov, Measurement of Nuclear Radiation with Semiconductors Detectors, Ed. Chemical Publishing Company (1969)
[101] ICRU Report No. 52, Particle Counting in Radioactivity Measurements, Bethesda, MD (1994)
[102] NEA Report of Experts, Metodology and Monitoring of Radon, Thoron and their Daughter Products, OECD, Paris (1987)
[103] G. Knoll, Radiation Detection and Measurement, Wiley (1979)
[104] G. Keller, K. Folkerts, H. Muth, Method for the determination of 222Rn and 220Rn exhallation rates using alpha spectroscopy, Radiat. Prot. Dosim., 3, 83 (1982)
[105] R.J. Budnitz, Radon-222 and its daughters, Health Phys., 26, 145 (1974)
[106] E. Pohl, J. Rueling, Determination of Environmental 222Rn in air and water with feasible and rapid method, Health Phys., 31, 343 (1976)
[107] H. Friedman, A portable radon meter, Radiat. Prot. Dosim., 4, 119 (1983)
[108] G. Timen, Repartition granulometrique de l,aerosol naturel et des particules radioactive issues du radon en atmosphere maritime et urbaine peu polluee. Thesis, Universite de Brest, France (1978)
[109] A. Wicke, M. Urban, H. Kiefer, Radon concentration levels in homes of Germany, Proc. IRPA 6 Congress, 7-12 May, Berlin (1984)
[110] E.C. Tsivoglou, H.E. Ayer, D.A. Holaday, Occurence of nonequilibrium atmospheric mixtures of radon and its daughters, Nucleonics, 11, 40 (1953)
[111] J.W. Thomas, Measurement of radon daughters in air, Health Phys., 23, 783 (1972)
[112] G. Rangarjan et al., Determination of radon daughters disequilibrium in air by gamma spectrometry, Nucl. Instr. and Meth. 117, 573, 1974
[113] S.Q. Luis et al., Measuring radon progeny by three interval counting method, Health Phys., 55, 565 (1988)
[114] N. Ionassen, W. Clements, Determination of 222Rn concentration by integrated count method, Health Phys., 27, 347 (1974)
[115] R.F. Holub, Evaluation of modification of working level measurements methods, Health Phys., 39, 425 (1980)
[116] K.D. Cliff, I.H. Miles, K. Brown, The incidence and origin of radon and its decay products in buildings, NRPB Report – 159 (1984)
[117] D.E. Martzeto, Analysis of atmospheric concentrations of RaA, RaB and RaC by alpha spectroscopy, Health Phys., 17, 131 (1969)
[118] W. Nazaroff et al., Alpha spectroscopic techniques for field measurement of radon daughters, Proc. Second Special Symp. Natural Environment, Bombay (1981), Vohra et al eds., New Delhi, pg. 350 (1982)
[119] C. Cosma, Studiul compoziției și radioactivității gazelor naturale emanate din surse de ape minerale și geotermale, Teză de doctorat, Universitatea babeș – Bolyai, Cluj Napoca, 1986
[120] A.C. George, A.J. Breslin, Measurement of environmental radon with integrated instruments, Proc of workshop Albuquerque August, Harvard E. Eds. Washington D.C. (1977)
121 K. Megumi, M. Abe, Radon concentration in air and soil air in Osaka district, Japan, Radiat. Protec. Dosim., 45, 477 (1992)
122 H.L. Kusnetz, Radon daughters in mine atmospheres, Am. Ind. Hyg. Assoc. Quart. 17, 21 (1956)
123 W. Nazaroff, An improved technique for measuring W.L. of radon daughters in residences, Health Phys., 39, 683 (1980)
124 R. Rock et al., The Kusnetz improved method for W.L. determination, Bureau of Mines Handbook, Washinghton D.C. (1971)
125 IAEA, Applications of the dose limitation system for radiation protection, Seminar of ICRP Recomandation, 5-9 March, (1979)
126 A. HILL, Rapid measurement of radon decay products and working level values in mines, Health Phys., 28, 472 (1975)
127 A.C. James, J.C. Strong, A radon daughters monitor for use in mines, U.S. Atomic Energy Commission, Oak – Ridye, pg. 932 (1974)
128 D. Schevre et al., A new instrument for quik determination of radon and radon daughters in air, Proc. IRPA 4, 24-30 April, Fontenay aux Roses, pg 111 (1977)
129 K.J. Schiager, The 3R-WL surveymeter, Health Phys., 33, 595 (1977)
130 K.P. Markow et al., A rapid method for estimation the radiation hazard associated with the presence of radon daughters in air, Atomnaia Energia, 12, 4 (1962) (în rusă)
131 J. Pensko, A. Wicke, Measurements techniques for the estimation of the 222Rn concentration, IRPA 7 Congress, 15-19 Sept., Salzburg, Austria (1988)
132 M.C. Schroeder, U. Vanags, C.T. Hess, An activated charcoal based used on Rn detection, Health Phys., 57, 43 (1989)
133 C. Cosma, I. Mastan, A. Cacovean, Radon and thoron exhalation measurement from ground using gamma spectrometry, Studia UBB, Physica, 30, 72 (1985)
134 M. Urban, J. Schmitz, Application of passive radon dosimeters in mining areas, Proc. Int. Conf. An Radiation Safety in mining, 14-18 Oct., Toronto, Ontario, Canada (1984)
135 L. Tomasino, G. Zapporali, R. Griffith, Electrochemical etching, Mechanisms and applications, Nucl. Tracks, 4, 191 (1981)
136 R.L. Fleischer, P.B. Price, R.M. Wolker, Nuclear Traks in Solids, University of California, Press, London (1975)
137 G. Somogy, Development of etched nuclear tracks, Nucl. Instr. Methods 173, 216 (1980)
138 S.A. Durani, P.F. Green, The effect of etching conditions on the responce of LR-115 detector, Nucl. Tracks Radiat. Measurements, 8, 21 (1984)
139 M. Urban, I. Schmitz, A passive personal dosimeter for exposure to radon external gamma – radiation, IRPA 7 Congress, Sydney, 10-17 April (1988)
140 S.A. Durani, R. Ilic Eds: Applications in Radiation Protection, Earth Sciences and the Environment, World Scientific Publishing, Singapore (1996)
141 J.R. Harvey, A.R. Weeks, A simple system for rapid assessment of etch pits, Nucl. Tracks, 6, 201 (1981)
142 K. Megumi, T. Mamuro, Measuring exhalation radon of soil using charcoal absorbation, J. Geophys, Rev., 77, 3052 (1972)
143 A.C. George, Passive integrated measurement of indoor radon using activated carbon, Health Phys., 48, 867 (1984)
144 B.L. Cohen, E. Cohen, Theory and practice of radon monitoring by adsorbtion in charcoal, Health Phys., 45, 501 (1983)
145 U.S. Environmental Protection Agency, Standard Procedures for 222Rn Measurements Using Charcoal, Montgomery Alabama, EPA 520/5 – 87 – 005 (1987)
146 M. Ronca – Battista, D. Gray, The influence of chaning exposure conditions on chorcoal system, Health Phys., 60, 177 (1991)
147 H.M. Prichard, K.A. Marien, A passive diffusion 222Rn sampler based on activated carbon adsorbtion, Health Phys., 48, 791 (1985)
148 B.L. Cohen, R.A. Nason, A diffusion barrier charcoal adsorbtion collector for radon in indoor air, Health Phys., 50, 457 (1984)
149 C. Cosma, A. Poffijn, D. Ristoiu, G. Meesen, Some aspects of radon radioactivity in Herculane Spa (Romania), Environment International, 24, 1-4 (1996)
150 A. Daniș, Detectori de urme, Curierul de Fizică, 15, 6 (1995)
151 ICPMRR – Analiza riscurilor populației din grupurile critice prin estimarea dozelor suplimentare urmare a sistării activității de exploatare din zona minieră Rănușa, august 2000, București. Responsabil lucrare Mihai Popescu
152 Manea C., Podina C., Crutu Gh., Popescu M., Pordea I., Iliescu M., Determination of additional effective dose and radiological risk assessment for exposed population in Lisava mining area (Banat – Romania), în curs de publicare (2011)
153 Assessment of Doses to the Public from Ingested Radionuclides, Safety Report Series No. 14, IAEA, Vienna (1999)
154 WISMUT, Preparing Remediation at Uranium Milling and Mining Sites in the Phara Countries, Provision of Means to Assess Radiological Risks. Manual – Measurement Guidelines
155 Radiation Protection Against Radon in Workplaces other than Mines, Safety Report Series, No. 33, IAEA, Vienna (2003)
156 ICPMRR – Analiza riscurilor populației din grupurile prin estimarea dozelor suplimentare urmare a sistării activității de exploatare la mina Lișava – Banat, Dec. 2000, București. Responsabil lucrare Mihai Popescu
157 ICPMRR – Analiza de securitate radiologică în perioada de execuție a lucrărilor de închidere-ecologizare și după finalizarea acestora la mina Ciudanovița, octombrie 2001. Responsabil lucrare Mihai Popescu
158 Manea C., Podină C., Cruțu Gh., Popescu M., Pordea I., Iliescu M., Radiological risk assessment by determining the additional effective dose received by the population in Ciudanovița Mining area (Banat – Romania), Revista de Chimie, articol în curs de publicare (2011)
159 Norme de Securitate Radiologică privind radioprotecția operațională în mineritul și prepararea minereurilor de uraniu și toriu (NMR-01), CNCAN (2002)
160 Norme de Securitate Radiologică privind managementul deșeurilor radioactive provenite de la mineritul și prepararea minereurilor de uraniu și toriu (NMR-02), CNCAN (2002)
161 Norme de Securitate Radiologică privind dezafectarea instalațiilor de minerit și/sau preparare a minereurilor de uraniu și/sau toriu (NMR-03), CNCAN (2003)
162 The long Term Stabilization of Uranium Mill Tailing, IAEA – TECDOC – 1403, Vienna (2004)
163 Communication on nuclear, radiation, transport and waste safety; a practical handbook, IAEA – TECDOC – 1076, Vienna (1999)
164 Operational Radiation Protection – A Guide to Optimization. SS no 101, IAEA, Vienna (1990)
165 PHARE PROJECT – Guidelines on how to measure Radioactivity and its Dispersion at Uranium Miling and Mining sites (1994)
166 Occupational Radiation Protection in the Mining and Proccesing of Raw Materials (IAEA Safety Standards Series No. RS – G – 1.6, 2004)
167 Assessment of Occupational Exposure due to External Sources of Radiation (IAEA Safety Standards Series No. RS – G – 1.3, 1999)
168 Assessment of Occupational Exposure due to Intakes of Radionuclides (IAEA Safety Standards Series No. RS – G – 1.2, 1999)
169 ,,Date hidrologice necesare Proiectului tehnic de închidere a minei Lișava” C 99/2000 elaborat de Institutul Național de Meteorologie, Hidrologie și Gospodărire a Apelor – București, anexa 2
170 Radiation protection RP107 European Commission
171 Radiation protection RP112 European Commission
172 Radiation protection RP122 European Commission
173 I. Bolocan – Viașu, I. Pătruțoiu și P. Atyim: Transferul unor izotopi radioactivi naturali în procesul de ardere a ligniților Revista minelor nr. 10/1998, vol. 91, Seria nouă.
174 I. Pordea și colaboratorii: Caracterizarea surselor poluante, determinarea arealului contaminat cu radioelemente și evaluarea riscului radiologic datorat industriei termoelectrice. Studiu de caz: Termocentrala Mintia – Deva. Arhivele INCDMRR București 2001.
175 D. P. Georgescu și colaboratorii: O nouă abordare a evaluării și reducerii riscului de sănătate și a impactului asupra mediului înconjurător datorat TENORM, în concordanță cu cerințele directivei 96/29 a CE – armonizarea legislației și metodei de atenuare în cadrul UE și țărilor candidate. Surse, niveluri și inventar NORM/TENORM în industria carboniferă, îngrășămintelor și prelucrării bauxitei în România. Arhiva INCDMRR, București (2002)
176 dumitru Fodor, Gavril Baican: Impactul industriei miniere asupra mediului. Editura Infomin, Deva (2001)
177 ICPMRR – Evaluarea riscului radiologic asupra sănătății populației prin folosirea la construcția de lcouințe a structurilor de întărire pe bază de noi sisteme compozite liante, Contract 712/2006. Responsabil proiect: geofiz. Ioan Pordea
178 Manea C., Podină C., Pordea I., Cruțu Gh., Ilie G and Robu I., The radiological risk assessment due to the radioactivity of thermal power station ashes added in building materials, Revue Roumaine de Chimie, 2010, 55(1), 23-28
179 Manea C., Podină C., Pordea I., Cruțu Gh., Ilie G and Robu I., The estimation of cements radioactivity obtained by electrofilter ashes addition due to thermal power station based on coal from Oltenia coalfield, Romania, Analele Universității din București – Chimie, Anul XVII (serie nouă), vol. I, pag. 45-49, 2008
180 Norme Fundamentale de Securitate Radiologică NSR-01, CNCAN (2002)
181 ICRP 68, Dose Coefficients for Intakes of Radionuclides by Workers (1995)
182 Ordinul Ministerului Sănătății 381 (2004)
183 EPA Radon Standards and Techniques for control of Radon in New Buildings. EPA 402-R-009 March (1994)
184 Lăcătușu R., Anastasiu N., Popescu M., Enciu P., Geo-atlasul Municipiului București, Editura EstFalia, București, pag. 117-140 (2008)
185 Manea C., Podină C., Popescu M., Pordea I., The distribution of radon concentration and debit gamma dose in Bucharest area, Analele Universității București – Chimie (în curs de publicare), 2011
186 INCDMRR – CEEX 2006: ,,Ecogeochimia marilor aglomerări urbane și a zonelor periurbane în contextul dezvoltării durabile – ECOGEOURB’’. Responsabil temă: geoch. M. Popescu
187 Cosma, C., Dicu, T., Dinu, A., & Begy, R., Radonul și cancerul pulmonar. Cluj-Napoca: Ed. Quantum (2009)
188 Sainz, C., Dinu, A., Dicu, T., Szacsvai, K., Cosma, C., & Quindos, L. S., Comparative risk assessment of residential radon exposures in two radon-prone areas, Ștei (România) and Torrelodones (Spain). Science of the Total Environment, 407, 4452-4460 (2009)
189 Cosma, C., Szacsvai, K., Dinu, A., Ciorba, D., Dicu, T., & Suciu, L., Preliminary integrated indoor radon measurements in Transylvania (România). Isotopes in Environmental and Health Studies, 45(3), 259 – 268 (2009)
ANEXA 1
LISTĂ ABREVIERI
ADN – acid dezoxiribonucleic
AIEA – Agenția Internațională pentru Energie Atomică
ARN – acid ribonucleic
AMAD – Diametrul aerodinamic median al activității
BML – Biroul Român de Metrologie Legală
CI – conversie internă
CE – coeficient de emanare
CMA – concentrația maximă admisă
CNCAN – Comisia Națională pentru Controlul Activităților Nucleare
EDE – echivalentul de doză efectivă
EEC sau CEE – Equivalent Equilibrium Concentration (Concentrația Echivalentă de Echilibru)
EFI – evenimente fizice inițiale
ICRP – International Commission for Radiological Protection (Comisia Internațională pentru Protecție Radiologică)
ICRU – International Commission for Radiation Units and Measurements
IFA – Institutul de Fizică Atomică
INCDMRR – Institutul Național Cercetare Dezvoltare pentru Metale și Resurse Radioactive
IRN – izotopi radioactivi naturali
ISO – Organizația Internațională de Standardizare (International Organization for Standardization)
IUPAC – Uniunea Internațională de Chimie Pură și Aplicată (International Union of Pure and Applied Chemistry)
NCRP – National Council on Radiation Protection & Measurements
NI – Nivelul de Intervenție
NMR – 01 (CNCAN) – Norme de securitate radiologică privind radioprotecția operațională în mineritul și prepararea minereurilor de uraniu și toriu
NMR – 02 (CNCAN) – Norme de securitate radiologică privind managementul deșeurilor radioactive provenite de la mineritul și prepararea minereurilor de uraniu și toriu
NMR – 03 (CNCAN) – Norme de securitate radiologică privind dezafectarea instalațiilor de minerit și/sau preparare a minereurilor de uraniu și/sau toriu
NSR (CNCAN) – Norme fundamentale de Securitate Radiologică
ONU – Organizația Națiunilor Unite
PAEC – Potential Alpha Energy Concentration (Concentrația energiei potențiale alfa): [CEPAPAEC]
RC – radiația cosmică
SF – fisiune spontană
SSNTD – detectori de urme nucleare cu corp solid
TLD – dozimetru cu termoluminiscență
UNSCEAR – United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation (Comitetul Științific al ONU privind Efectele Radiațiilor Atomice)
USEPA – United States Environmental Protection Agency
WISMUT – federal government-owned company operating in Saxony and Thuringia. Its principal business is the decommissioning, cleanup, and rehabilitation of uranium mining and processing sites
WL – Working Level (Nivel de lucru): WLH (Working level hours), WLM (Working level month)
ANEXA 2
LISTA APARATELOR UTILZATE (INCDMRR)
ANALIZOR MULTICANAL MODEL DART CU DETECTOR DE GERMANIU HIPERPUR HPGe:
Caracteristici:
Serie analizor ;
Producător SUA;
An fabricație 2001;
Determinarea radionuclizilor emițători gamma: (Bq/kg sau ppm);
Tip probă: soluri, roci, minereuri.
RADIOMETRU RAD 7
Caracteristici:
Serie aparat 0644;
Producător SUA;
An fabricație: 2001;
Determinarea radonului și toronului (Bq/m3);
Tip probă: – aer, apă, sol.
CONTAMINOMETRU UMo LB-123 PORTABIL:
Caracteristici:
Serie aparat 182782-4214;
Producător: Germania;
An fabricație: 2004;
Determinarea contaminării de suprafață și a dozei debit gamma;
Tip probă
Contaminarea de suprafață: obiecte, îmbrăcăminte contaminate cu radionuclizi (Bq/cm2);
Doza debit gamma: soluri și roci, minereuri, aer, suprafața apei (μSv/h).
APARAT WLX PENTRU DETERMINAREA NIVELULUI DE LUCRU:
Caracteristici:
Serie aparat 181;
Producător: Canada;
An fabricație: 2006;
Se determină concentrațiile radionuclizilor 218Po, 216Po, 214Po și 212Po (WL);
Tip probă: aer.
RADIOMETRU FH – 40 – F2:
Caracteristici:
Serie aparat 8499;
Producător: Germania;
An fabricație: 1997;
Se determină doza debit gamma (μSv/h);
Tip probă: sol, roci, minereuri, aer, suprafața apei.
ANALIZOR CU 4 CANALE:
Caracteristici:
Serie aparat 424 P nr. 072;
Producător: Ungaria;
An fabricație 1977;
Se determină concentrațiile radionuclizilor U-Ra-Th-K (Bq/kg);
Tip probă: soluri, roci, minereuri.
ANEXA 3
GLOSAR TERMENI
(după CNCAN – NSR 01)
Accident nuclear – eveniment nuclear care afectează instalația și provoacă iradierea sau contaminarea populației sau mediului peste limitele permise de reglementările în vigoare.
Activare – proces prin care un nucleu stabil bombardat cu particule sau fotoni este transformat într-un nucleu radioactiv.
Autorizație – un document emis de CNCAN, către o persoană juridică, la cererea acesteia, prin care se permite desfășurarea unei practici sau a unei alte activități.
Căi de expunere – căile prin care materialul radioactiv ajunge la, sau poate iradia, organismul uman.
Combustibil nuclear – material sau ansamblu mecanic care conține materie primă sau material fisionabil, special destinat folosirii într-un reactor nuclear, în scopul producerii energiei nucleare.
Constrângere de doză – o restricție impusă dozelor pe care persoanele le pot eventual primi de la o anumită sursă de radiații și care este utilizată la proiectarea protecției la radiații, în scopul optimizării radioprotecției și al respectării limitelor de doză în cazul expunerii cumulative la radiații, datorate mai multor practici, și/sau mai multor surse de radiații din cadrul aceleiași practici și/sau emisiilor de efluenți produse de-a lungul timpului.
Contaminare radioactivă: contaminarea unui material, a unei suprafețe, a unui mediu oarecare sau a unei persoane cu substanțe radioactive; în cazul specific al corpului uman, contaminarea radioactivă include atât contaminarea externă a pielii, cât și contaminarea internă, indiferent de calea de încorporare.
Deșeu radioactiv: acele materiale rezultate din activitățile nucleare pentru care nu s-a prevăzut nici o întrebuințare și care conțin sau sunt contaminate cu radionuclizi.
Detriment (al sănătății): o estimare a riscului reducerii duratei și calității vieții în urma expunerii la radiații ionizante; sunt incluse pierderile datorate efectelor somatice, cancerului și perturbărilor genetice severe.
Efect deterministic: pierderea funcției tisulare ca urmare a iradierii organismului viu cu radiații ionizante peste o anumită doză, denumită prag, și deasupra căreia severitatea efectului crește cu doza.
Efluenți radioactivi: substanțe radioactive sub formă lichidă sau gazoasă evacuate sau dispersate în mediu.
Expunere: procesul de iradiere al unei persoane.
Expunere accidentală: o expunere la radiații a indivizilor ca rezultat al unui accident (nu include expunerea de urgență).
Expunerea anormală: o expunere datorată unei activități desfășurate, în care doza primită în mod real depășește semnificativ doza preliminată a fi primită datorită respectivei activități; expunerile accidentale și expunerile de urgență sunt considerate expuneri anormale chiar în cazul în care nu sunt supraexpuneri.
Expunere cronică: o situație de expunere persistentă, rezultată în urma unei urgențe radiologice sau a unei practici sau activități profesionale din trecut sau învechite care conduce la o creștere inacceptabilă a dozelor.
Expunere de urgență: expunere la radiații a persoanelor care execută acțiuni rapide de ajutorare a persoanelor în pericol, de prevenire a expunerii la radiații a unui număr mare de oameni sau de salvare a unor instalații sau bunuri de valoare și în care pot fi depășite unele din limitele de doză pentru persoanele expuse profesional. Expunerea de urgență se va aplica numai voluntarilor.
Expunere potențială: expunere la radiații care nu este așteptată să se producă cu certitudine, dar care poate apare în urma unui accident nuclear sau, mai general, a unui eveniment sau secvențe de evenimente de natură probabilistică implicând expunerea la radiații.
Grup critic: un grup de persoane din populație, rezonabil de omogen cu privire la expunerea sa la o anumită sursă de radiații și o anumită cale de expunere, și care primesc cea mai mare doză efectivă (sau doză echivalentă, după cum este cazul) pe această cale de expunere și de la această sursă.
Încorporare:
în sens calitativ: este procesul de pătrundere în corp al radionuclizilor din mediul înconjurător
în sens cantitativ: activitățile radionuclizilor care pătrund în corp din mediul înconjurător.
Instalație nucleară:
instalație producătoare de radiații ionizante și/sau instalație, aparat sau dispozitiv care extrage, produce, prelucrează sau conține materiale radioactive.
Intervenție: orice acțiune care evită sau micșorează expunerea sau probabilitatea expunerii la surse care nu sunt obiectul unei practici aflate sub control sau la surse care sunt scăpate de sub control, ca urmare a unui accident.
Lucrător extern: o persoană expusă profesional care execută lucrări în zona controlată aparținând unui alt titular de autorizație decât organizația căreia îi aparține persoana respectivă.
Material radioactiv: orice material care conține radionuclizi a căror activitate sau activitate specifică nu poate fi neglijată din punct de vedere al radioprotecției.
Medic competent: un medic cu liberă practică, responsabil pentru supravegherea medicală a persoanelor expuse profesional, și a cărui capacitate de a activa în acest sens este recunoscută de Ministerul Sănătății.
Nivel de intervenție: o valoarea a echivalentului de doză evitabilă, a dozei efective evitabile sau a unei mărimi derivate, la care ar trebui considerată luarea de măsuri de intervenție; valoarea dozei evitabile sau a mărimii derivate este numai cea asociată cu calea de expunere pentru care măsura de intervenție este aplicată.
Obiective nucleare: orice reactor nuclear, indiferent de putere, inclusiv ansamblurile critice sau subcritice, instalații pentru fabricarea combustibilului nuclear, depozite temporare și finale de combustibil nuclear iradiat.
Organism acreditat de radioprotecție: un organism care desfășoară activități privind asigurarea radioprotecției expușilor profesional și/sau a persoanelor din populație și a cărui capacitate de a activa în acest domeniu este recunoscută de CNCAN.
Organism dozimetric acreditat: un organism responsabil pentru etalonarea și verificarea instrumentelor de supraveghere dozimetrică individuală și citirea sau interpretarea indicațiilor acestora, sau pentru măsurările de radioactivitate în corpul omenesc sau în probe biologice, sau pentru evaluarea și atribuirea dozelor a cărui capacitate de a activa în acest sens este recunsocută de CNCAN.
Persoana expusă profesional: o persoană angajată la o societate comercială (eventual proprie), care este supusă la expuneri care apar datorită lucrului în cadrul unei practici, expuneri ce sumate pe un an pot depăși limitele de doză prevăzute pentru persoanele din populație.
Persoana din populație:
orice individ din populație, în sens general;
individul reprezentativ din grupul critic, în cazul verificării respectării limitelor anuale de doză pentru persoanele din populație.
Persoana în curs de pregătire: un elev, ucenic sau student cu vârsta peste 16 ani, aflat în curs de instruire practică și teoretică, sub responsabilitatea unui titular de autorizație, în scopul obținerii de cunoștințe în domeniul nuclear.
Practica: orice activitate umană care poate crește expunerea indivizilor la radiațiile produse de surse artificiale, sau provenite de la orice echipament electric generând radiații ionizante, sau produse de surse naturale (când sunt procesați radionuclizi naturali având în vedere proprietățile lor de substanțe radioactive, fisionabile sau fertile), cu excepția expunerilor de urgență.
Ca practici se menționează, fără a se considera lista ca exhaustivă: producerea, prelucrarea, utilizarea, manipularea, deținerea, depozitarea, transportul, furnizarea, închirierea, transferul, tranzitul, importul, exportul, dispunerea finală a surselor de radiații și a materialelor radioactive precum și extracția și prelucrarea minereurilor de uraniu sau toriu.
Radionuclid: nucleu radioactiv.
Radiație ionizantă: emiterea și propagarea, implicând transport de energie, a particulelor sau a undelor electromagnetice de lungime de undă de maximum 100 nanometri; radiația ionizantă este capabilă să producă, direct sau indirect, ioni.
Radioprotecția operațională a personalului expus profesional (persoanelor din populație): reprezintă ansamblul măsurilor, dispozițiilor și controalelor care servesc la depistarea și eliminarea factorilor care, în cadrul practicii desfășurate, sunt susceptibile să creeze pentru personalul expus profesional (persoanele din populație) un risc de expunere neneglijabilă din punct de vedere al radioprotecției.
Securitate radiologică: asigurarea protecției ființelor umane împotriva expunerii la radiații și a securității instalațiilor nucleare și a surselor radioactive, inclusiv asigurarea mijloacelor de realizare a acestei protecții și securității și a mijloacelor de prevenire a accidentelor și de diminuare a consecințelor acestora, odată accidentele produse; securitatea obiectivelor nucleare și a surselor radioactive care prezintă risc de criticitate, este tratată de securitatea nucleară.
Supraexpunere: o expunere care conduce la depăsirea uneia din limitele de doză.
Sursa de radiații: orice emițător de radiații ionizante, inclusiv orice material radioactiv și orice dispozitiv generator de radiații ionizante.
Sursa deschisă: o sursă radioactivă care nu îndeplinește condiția din definiția sursei închise.
Sursa închisă: o sursă radioactivă a cărei structură este astfel încât să prevină, în condiții normale de utilizare, orice dispersie în mediu a materialelor radioative conținute.
Sursa radioactivă: emițător de radiații ionizante datorită materialelor radioactive conținute.
Surse artificiale: surse de radiații produse în urma unor practici umane.
Surse naturale: surse radioactive de proveniență naturală (terestră sau cosmică).
Tratarea și condiționarea deșeurilor radioactive: succesiune de procese tehnologice prin care deșeurile radioactive sunt transformate într-o formă stabilă și nedispersabilă, formă care este corespunzătoare pentru stocare îndelungată sau dispunere finală.
Urgența radiologică: situație consecutivă unui accident nuclear sau a unui alt eveniment implicând surse de radiații, care necesită o acțiune urgentă de protejare a persoanelor expuse profesional, a persoanelor din populație sau a populației, fie parțial, fie ca un întreg.
Zona controlată: o zonă supusă la reguli speciale în scopul protecției contra radiațiilor ionizante sau al prevenirii răspândirii contaminării radioactive, și în care accesul este controlat.
Zona de excludere: zona din jurul unui obiect nuclear sau a unei alte instalații nucleare cu risc de accident sau consecințe asupra populației, stabilită de titularul de autorizație și aprobată de CNCAN, în care sunt luate măsuri de excludere a amplasării reședințelor permanente pentru populație și a desfășurării de activități social economice care nu au legătură directă cu funcționarea obiectivului nuclear respectiv, sau a instalației nucleare respective.
Zona cu populație redusă: zona din jurul unui obiect nuclear sau a unei alte instalații nucleare cu risc de accident sau consecințe asupra populației, stabilită de titularul de autorizație și aprobată de CNCAN, în care sunt luate măsuri de restricționare a amplasării reședințelor permanente pentru populație și a desfășurării de activități social economice.
Zona supravegheată: o zonă supusă supravegherii corespunzătoare în scopul protecției împotriva radiației ionizante.
BIBLIOGRAFIE
[1] J.C. Pacer, R.I. Czarnicki, J.F. Holden, Geophysics, 43, 1331 (1978)
[2] W. Dyck, J. Geochim. Expl. 13, 27 (1980)
[3] A.N. Sultankhodzhaiev, I.G. Chernov, T. Zakirov, Dokl. Akad. Nauk Uzb., 7, 51 (1976)
[4] W. Dyck, I.R. Jonasson, Water Research, 11, 705 (1977)
[5] R.L. Fleicher, Geochim.Cosmochim.Acta, 46, 2191 (1982)
[6] D.H. Stupp, Dissertation, Köln, 1984
[7] King Chi-Yu, Nature, 271, 516 (1978)
[8] K. Megumi, T. Mamuro, J. Geophys. Res., 77, 3052 (1972)
[9] L.V. Kirichenko, J. Geophys. Res., 75, 1725 (1970)
[10] C. Cosma, I. Mastan, V. Cacovean, Studia.Univ.B.B.Physica, vol.30, 72 (1985)
[11] C. Cosma, T. Jurcuț, Radonul și mediul înconjurător, Ed. Cluj-Napoca, pg. 17-20 (1996)
[12] G.M. Reimer, E.H. Denton, J. Geochim. Expl., 11, 1 (1972)
[13] K. Katoh, K. Itoh, S. Nagata, Spec.Rep.Geol.Surv.Japan 7, 70 (1979)
[14] A.N. Sultankhodzhaiev et al., Uzb.Geol.Zhurn., 3, 39 (1977)
[15] M. Zoran, St.Cerc.Fiz., 31, 577 (1979)
[16] K. Sheda, S. Nagai et al., Spec. Rep. Geol. Surv.Japan, 7, 149 (1979)
[17] M. Wilkening, Radon in the environment, Elsevier, Amsterdam, Oxford, (1990)
[18] H. Smith-Ed., Protection Against Radon at Home and at Work, Pergamon, Didcot, (1993)
[19] G.M. Caton, Radon Research Notes, 16, 1 (1995)
[20] F.J. Aldenkamps, P. Stoop, Sources and Transport of Indoor Radon, Thessis, Groningen, (1994)
[21] J.C.H. Miles, Radiat. Prot. Dosim., 56, 207 (1994)
[22] A. Poffijn, M. Tirmarche et al., Radiat. Prot. Dosim., 45, 651 (1992)
[23] D. Hurmuzescu, Ann. Acad.Rom.Sect.St.XXX, 24, (1908)
[24] G. Atanasiu, Opere alese, Ed.Academiei, București, (1977)
[25] A. Szabo, Radioactivitatea apelor și gazelor naturale din România, Ed. Dacia, Cluj-Napoca (1978)
[26] I. Chereji et.al, Environment International, 24, 1-4 (1996)
[27] S. Sonoc, O. Sima, Radiat.Prot.Dosim., 45, 51 (1992)
[28] V. Cuculeanu, S. Sonoc, M. Georgescu, Radiat.Prot.Dosim., 45, 483 (1992)
[29] O. Sima, S. Sonoc, C. Dovlete, St.Cerc.Fiz., 38, 464 (1986)
[30] Gh. Sandor, G. Dincă, T. Peic, D. Stoici, Proc. of IRPA VIII Congress, Montreal, Canada, pg. 1371 (1992)
31 R. Ion-Mihai, Radioactivitatea și circuitul izotopilor radioactivi în mediu, Ed. Universității din București, pg. 31-33 (1998)
32 A. Cecal, Implicații ale fisiunii nucleare, Ed. Tehnică, București (1985)
33 I. Mihalcea, Elemente de chimie nucleară, Ed. ICPE, București (1997)
34 R. Ion-Mihai, Radioactivitatea și circuitul izotopilor radioactivi în mediu, Ed. Universității din București, pg. 39-48 (1998)
35 M. Oncescu, Conceptele Radioprotecției, Ed. Horia Hulubei, București-Măgurele (1996)
[36] International Commission on Radiological Protection, Recommendations of the International Commission on Radiological Protection, ICRP Publication 26, Pergamon Press, (1977)
[37] Institutul de Fizică Atomică, Standarde de bază de radioprotecție, IFA București (1991)
[38] International Commission on Radiological Protection, Recommendations of the International Commission on Radiological Protection, ICRP Publication 60, Pergamon Press, (1990)
[39] United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, Sources, Effects and Risks of Ionizing Radiation, Report to the General Assembly, with annexes, United Nations, New York (1988)
[40] United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, Sources, Effects and Risks of Ionizing Radiation, Report to the General Assembly, with annexes, United Nations, New York (1993)
[41] Societatea Română de Radioprotecție, Recomandările din 1990 ale Comisiei Internaționale de Protecție Radiologică (ICRP Publicația 60), traducere a lucrării ICRP Publication 60, București (1996)
[42] R. Ion-Mihai, Radioactivitatea și circuitul izotopilor radioactivi în mediu, Ed. Universității din București, pg. 71-85 (1998)
[43] Societatea Română de Radioprotecție, Radioactivitatea naturală în România, București (1994)
[44] Societatea Română de Radioprotecție, Radioactivitatea artificială în România, București (1994)
[45] NCRP 97, Measurement of Radon and Radon Daughters in Air, National Council on Radiation Protection and Measurements, Bethesda, MD, pg.36 (1988)
[46] A. Duca, Radonul și prevenirea cutremurelor de pământ, Lucrare de licență, Univ. Babeș-Bolyai, Facultatea de Fizică, Cluj-Napoca (1996)
[47] H.E. Moore et al., Origin of 222Rn and its long-lived daughters in air over Hawaii, J.Geophys.Res., 79, 5019 (1974)
[48] T. F. GESELL, Background atmospheric 222Rn concentrations outdoors and indoors, Health Phys., 45, 289 (1983)
[49] M. H. Wilkening, D. Rust, 222Radon concentrations in a mountain canyon environment, Archiv.Meteorol.Geophys.Bioklimatol, A21, 183 (1972)
[50] I. M. Fisenne, H. W. KELHR, Rural and Urban Radon Concentration in: Environmental Measurements Laboratory EML-512. US Department of Energy, New York, pg.106 (1988)
[51] V. Cuculeanu, S. Sonoc, M. Georgescu, Radioactivity of radon and thoron daughters in Romania, Radiat. Protection Dosimetry, 45, 483 (1992)
[52] NCRP 103, Control of Radonin Houses, National Council of Radiation Protection, Bethesda, MD, pg.11 (1989)
[53] F. Stranden, L. Berteig, Radon in dwellings and influencing factors, Health Phys., 39, 27 (1980)
[54] K. D. Cliff, J. C. H. Miles, K. Brown, The Incidence and Origin of Radon and its Decay Products in Buildings, NRPB – R159 (1984)
[55] R. Colle et al., Radon Transport through and Exhalation from Building Materials, NBS Technical Note 1139 (1981)
[56] P. J. Dimbylow, P. Wilkinson, The numerical solution of the diffusion equation describing the flow of radon through cracks, Radiat. Protec. Dosim., 11, 229 (1985)
[57] R. Stevens, Building Research Establisment, Watford, United Kingdom (1990)
[58] T. TAIPALE, K. Winqvist, Seasonal variation in soil gas radon concentration, Sci.Tot.Environment, 45, 121 (1985)
[59] C. Cosma, S. Râmboiu, D. Ristoiu et al., Indoor radon measurements in some regions of Transilvania, Proc. INDOOR AIR 96, Nagoya, vol.2, pg.71 (1996)
[60] NCRP – 103, Control of Radon in Houses, National Council on Radiation Protection and Measurements, Bethesda, MD, pg.13 (1979)
[61] Editorial, Radioactivity in Drinking Water, Health.Phys. 48,529 (1985)
[62] C. Cosma, S. Râmboiu et al., Some aspects of radon radioactivity in Romania, Environment International, 23, vol. 1-6 (1996)
[63] C. Cosma, T. Jurcuț, I. Pop, D. Ristoiu, Depunerea de radiu în instalațiile geotermale din Oradea, Analele Universității din Oradea, 5, 85 (1995)
[64] A.V. Nero, Radon and its Decay Product in Indoor Air, Wiley, New York, pg.12 (1988)
[65] J.E. Pearson et al., The influence of vegetation on radon exhalation from the soil, Tellus, 18, 655 (1966)
[66] C. Cosma, T. Jurcuț, Radonul și mediul înconjurător, Ed. Cluj-Napoca, pg. 107-143 (1996)
[67] M. Zoran, Radonul și dinamica pulberilor poluante în unele bazine carbonifere, St.Cerc.Fiz., 31, 577 (1979)
[68] K. Megumi, T. Mamuro, Radon exhalation from waste areas, J.Geophys.Res., 75, 3539 (1970)
[69] C. COSMA, Studiul radioactivității și compoziției gazelor naturale emanate din surse de ape minerale și geotermale, Thesis, Univ. Cluj-Napoca (1986)
[70] I. Porstendorfer, Behavior of radon daughter products in indoor air, Radiation Protec. Dosim., 7, 107 (1984)
[71] S. Hallez, J.M. Flemal et al., Le Radon, mythe ou realite: La situation en Belgique, Annales de L’Association Belge de Radioprotection, 19, 227 (1994)
[72] F. Steinhausler, Radon in the environment: a global approach, Proc. of IRPA 8, Montreal, Canada, May, pg. 1549 (1992)
[73] R.L. Perrit, T.D. Hartwell et al., 222Rn levels in New York State Houses, Health Physics, 58, 147 (1990)
[74] C. Milu, R. Gheorghe et al., Rom. J. Of Biophysis, 3, 157 (1993)
[75] C. Cosma, D. Ristoiu, T. Vaida, A. Poffijn, J. Miles, Proc. 9 Congress, 14-19 April, Viena, pg. 201 (1996)
[76] NCRP 103, Control of Radon in Houses, Bethesda, MD, pg. 121 (1989)
[77] W. Nazaroff, A.V. Nero, R.G. Sextro, Potable water as a source of airborne 222Rn in dwellings, Health Phys., 52, 281 (1987)
[77] C.T. Hess et al., The occurrence of radioactivity in public water – supplies in United States, Health Phys., 48, 553 (1985)
[79] C.T. Miller, Measurements of external radiation in U.S. dwellings, Radiat. Protec. Dosim., 45, 535 (1992)
[80] L. Salonen, Natural Radionuclides in ground water in Finland, Radiat. Protec. Dosim., 45, 535 (1992)
[81] R. Juntunen, Uranium and Radon in Wells Drilled in Southern Finland Geological Survey of Finland Report 98 (1991)
[82] C.R. Cothern, W.L. Lappenbuseh, Radioactivity in drinking water, Health Phys., 48, 592 (1985)
[83] N. Roireau, L. Zikovscki, Determination of Radon in ground waters of Quebec, J. Radioanal. Nucl. Chem. Lett., 137, 79 (1989)
[84] A. Szabo, Ape și Gaze Radioactive în România, Editura Dacia, Cluj Napoca (1978)
[85] T. Jurcuț, C. Cosma et al., Depunerile de Ra-226 pe conducte, sursă a radonului în apele geotermale din Oradea, Analele Universității Oradea, 6, (1) 1996
[86] M. Wilkening, D. Watkins, Air exchange and 222Rn concentrations in the Carlsbad caverns, Health Phys. 31, 139 (1979)
[87] J.N. Stannord, Radon and Radon Decay Products: Radioactivity and Health, Richland, WN, Cap. 3 (1988)
[88] NRCP Report 101, Exposure of the U.S. Population from Ocupational Radiation, Bethesda, MD, pg. 34 (1989)
[89] R.L. Roock, D.K.Walker, Controling Employer Exposure to Alpha Radiation Underground Uranium Mines, Bureau of Mines, U.S. Department of Interior, Vol. 1 (1970)
[90] C. Cosma, T. Jurcuț, Radonul și mediul înconjurător, Ed. Cluj-Napoca, pg. 153-202 (1996)
[91] NCRP Report No. 58, A Handbook of Radioactivity Measurements Procedures, National Council on Radiation Protection, Washinghton D.C. (1978)
[92] L.W. Cochran, Detection and Measurement of Ionization in: K.Y. Morgan and I.E. Turner EDS., Principles of Radiation Protection, Wiley, New York (1967)
[93] E. Rodean, Aparate și metode de măsură, analiză și control cu radiații, Ed. Academiei, București (1986)
[94] J. Samueli, J. Pigneret, A. Sarazin, Intrumentația electronică în fizica nucleară, Ed. Tehnică, București (1972)
[95] E. Pătrutescu, Electronica nucleară, Ed. Academiei, București (1972)
[96] T.F. Gessel, H.M. Prichard, Rapid measurements of 222Rn concentrations in water with liquide scintillation counter, Health Physiscs, 33, 577 (1977)
[97] R. Lapp, H. Andrews, Nuclear Radiation Physics, Prince – Hall Physics Series, London, (1963)
[98] J.B. Birks, Theory and Practice of Scintillation Counting, Pergamon Press, London (1964)
[99] E. Palmer, Wavelength shifting in gas scintilator counters, Nucl. Instr. Meth. A. 272, 847 (1988)
[100] D.N. Poenaru, N. Vîlcov, Measurement of Nuclear Radiation with Semiconductors Detectors, Ed. Chemical Publishing Company (1969)
[101] ICRU Report No. 52, Particle Counting in Radioactivity Measurements, Bethesda, MD (1994)
[102] NEA Report of Experts, Metodology and Monitoring of Radon, Thoron and their Daughter Products, OECD, Paris (1987)
[103] G. Knoll, Radiation Detection and Measurement, Wiley (1979)
[104] G. Keller, K. Folkerts, H. Muth, Method for the determination of 222Rn and 220Rn exhallation rates using alpha spectroscopy, Radiat. Prot. Dosim., 3, 83 (1982)
[105] R.J. Budnitz, Radon-222 and its daughters, Health Phys., 26, 145 (1974)
[106] E. Pohl, J. Rueling, Determination of Environmental 222Rn in air and water with feasible and rapid method, Health Phys., 31, 343 (1976)
[107] H. Friedman, A portable radon meter, Radiat. Prot. Dosim., 4, 119 (1983)
[108] G. Timen, Repartition granulometrique de l,aerosol naturel et des particules radioactive issues du radon en atmosphere maritime et urbaine peu polluee. Thesis, Universite de Brest, France (1978)
[109] A. Wicke, M. Urban, H. Kiefer, Radon concentration levels in homes of Germany, Proc. IRPA 6 Congress, 7-12 May, Berlin (1984)
[110] E.C. Tsivoglou, H.E. Ayer, D.A. Holaday, Occurence of nonequilibrium atmospheric mixtures of radon and its daughters, Nucleonics, 11, 40 (1953)
[111] J.W. Thomas, Measurement of radon daughters in air, Health Phys., 23, 783 (1972)
[112] G. Rangarjan et al., Determination of radon daughters disequilibrium in air by gamma spectrometry, Nucl. Instr. and Meth. 117, 573, 1974
[113] S.Q. Luis et al., Measuring radon progeny by three interval counting method, Health Phys., 55, 565 (1988)
[114] N. Ionassen, W. Clements, Determination of 222Rn concentration by integrated count method, Health Phys., 27, 347 (1974)
[115] R.F. Holub, Evaluation of modification of working level measurements methods, Health Phys., 39, 425 (1980)
[116] K.D. Cliff, I.H. Miles, K. Brown, The incidence and origin of radon and its decay products in buildings, NRPB Report – 159 (1984)
[117] D.E. Martzeto, Analysis of atmospheric concentrations of RaA, RaB and RaC by alpha spectroscopy, Health Phys., 17, 131 (1969)
[118] W. Nazaroff et al., Alpha spectroscopic techniques for field measurement of radon daughters, Proc. Second Special Symp. Natural Environment, Bombay (1981), Vohra et al eds., New Delhi, pg. 350 (1982)
[119] C. Cosma, Studiul compoziției și radioactivității gazelor naturale emanate din surse de ape minerale și geotermale, Teză de doctorat, Universitatea babeș – Bolyai, Cluj Napoca, 1986
[120] A.C. George, A.J. Breslin, Measurement of environmental radon with integrated instruments, Proc of workshop Albuquerque August, Harvard E. Eds. Washington D.C. (1977)
121 K. Megumi, M. Abe, Radon concentration in air and soil air in Osaka district, Japan, Radiat. Protec. Dosim., 45, 477 (1992)
122 H.L. Kusnetz, Radon daughters in mine atmospheres, Am. Ind. Hyg. Assoc. Quart. 17, 21 (1956)
123 W. Nazaroff, An improved technique for measuring W.L. of radon daughters in residences, Health Phys., 39, 683 (1980)
124 R. Rock et al., The Kusnetz improved method for W.L. determination, Bureau of Mines Handbook, Washinghton D.C. (1971)
125 IAEA, Applications of the dose limitation system for radiation protection, Seminar of ICRP Recomandation, 5-9 March, (1979)
126 A. HILL, Rapid measurement of radon decay products and working level values in mines, Health Phys., 28, 472 (1975)
127 A.C. James, J.C. Strong, A radon daughters monitor for use in mines, U.S. Atomic Energy Commission, Oak – Ridye, pg. 932 (1974)
128 D. Schevre et al., A new instrument for quik determination of radon and radon daughters in air, Proc. IRPA 4, 24-30 April, Fontenay aux Roses, pg 111 (1977)
129 K.J. Schiager, The 3R-WL surveymeter, Health Phys., 33, 595 (1977)
130 K.P. Markow et al., A rapid method for estimation the radiation hazard associated with the presence of radon daughters in air, Atomnaia Energia, 12, 4 (1962) (în rusă)
131 J. Pensko, A. Wicke, Measurements techniques for the estimation of the 222Rn concentration, IRPA 7 Congress, 15-19 Sept., Salzburg, Austria (1988)
132 M.C. Schroeder, U. Vanags, C.T. Hess, An activated charcoal based used on Rn detection, Health Phys., 57, 43 (1989)
133 C. Cosma, I. Mastan, A. Cacovean, Radon and thoron exhalation measurement from ground using gamma spectrometry, Studia UBB, Physica, 30, 72 (1985)
134 M. Urban, J. Schmitz, Application of passive radon dosimeters in mining areas, Proc. Int. Conf. An Radiation Safety in mining, 14-18 Oct., Toronto, Ontario, Canada (1984)
135 L. Tomasino, G. Zapporali, R. Griffith, Electrochemical etching, Mechanisms and applications, Nucl. Tracks, 4, 191 (1981)
136 R.L. Fleischer, P.B. Price, R.M. Wolker, Nuclear Traks in Solids, University of California, Press, London (1975)
137 G. Somogy, Development of etched nuclear tracks, Nucl. Instr. Methods 173, 216 (1980)
138 S.A. Durani, P.F. Green, The effect of etching conditions on the responce of LR-115 detector, Nucl. Tracks Radiat. Measurements, 8, 21 (1984)
139 M. Urban, I. Schmitz, A passive personal dosimeter for exposure to radon external gamma – radiation, IRPA 7 Congress, Sydney, 10-17 April (1988)
140 S.A. Durani, R. Ilic Eds: Applications in Radiation Protection, Earth Sciences and the Environment, World Scientific Publishing, Singapore (1996)
141 J.R. Harvey, A.R. Weeks, A simple system for rapid assessment of etch pits, Nucl. Tracks, 6, 201 (1981)
142 K. Megumi, T. Mamuro, Measuring exhalation radon of soil using charcoal absorbation, J. Geophys, Rev., 77, 3052 (1972)
143 A.C. George, Passive integrated measurement of indoor radon using activated carbon, Health Phys., 48, 867 (1984)
144 B.L. Cohen, E. Cohen, Theory and practice of radon monitoring by adsorbtion in charcoal, Health Phys., 45, 501 (1983)
145 U.S. Environmental Protection Agency, Standard Procedures for 222Rn Measurements Using Charcoal, Montgomery Alabama, EPA 520/5 – 87 – 005 (1987)
146 M. Ronca – Battista, D. Gray, The influence of chaning exposure conditions on chorcoal system, Health Phys., 60, 177 (1991)
147 H.M. Prichard, K.A. Marien, A passive diffusion 222Rn sampler based on activated carbon adsorbtion, Health Phys., 48, 791 (1985)
148 B.L. Cohen, R.A. Nason, A diffusion barrier charcoal adsorbtion collector for radon in indoor air, Health Phys., 50, 457 (1984)
149 C. Cosma, A. Poffijn, D. Ristoiu, G. Meesen, Some aspects of radon radioactivity in Herculane Spa (Romania), Environment International, 24, 1-4 (1996)
150 A. Daniș, Detectori de urme, Curierul de Fizică, 15, 6 (1995)
151 ICPMRR – Analiza riscurilor populației din grupurile critice prin estimarea dozelor suplimentare urmare a sistării activității de exploatare din zona minieră Rănușa, august 2000, București. Responsabil lucrare Mihai Popescu
152 Manea C., Podina C., Crutu Gh., Popescu M., Pordea I., Iliescu M., Determination of additional effective dose and radiological risk assessment for exposed population in Lisava mining area (Banat – Romania), în curs de publicare (2011)
153 Assessment of Doses to the Public from Ingested Radionuclides, Safety Report Series No. 14, IAEA, Vienna (1999)
154 WISMUT, Preparing Remediation at Uranium Milling and Mining Sites in the Phara Countries, Provision of Means to Assess Radiological Risks. Manual – Measurement Guidelines
155 Radiation Protection Against Radon in Workplaces other than Mines, Safety Report Series, No. 33, IAEA, Vienna (2003)
156 ICPMRR – Analiza riscurilor populației din grupurile prin estimarea dozelor suplimentare urmare a sistării activității de exploatare la mina Lișava – Banat, Dec. 2000, București. Responsabil lucrare Mihai Popescu
157 ICPMRR – Analiza de securitate radiologică în perioada de execuție a lucrărilor de închidere-ecologizare și după finalizarea acestora la mina Ciudanovița, octombrie 2001. Responsabil lucrare Mihai Popescu
158 Manea C., Podină C., Cruțu Gh., Popescu M., Pordea I., Iliescu M., Radiological risk assessment by determining the additional effective dose received by the population in Ciudanovița Mining area (Banat – Romania), Revista de Chimie, articol în curs de publicare (2011)
159 Norme de Securitate Radiologică privind radioprotecția operațională în mineritul și prepararea minereurilor de uraniu și toriu (NMR-01), CNCAN (2002)
160 Norme de Securitate Radiologică privind managementul deșeurilor radioactive provenite de la mineritul și prepararea minereurilor de uraniu și toriu (NMR-02), CNCAN (2002)
161 Norme de Securitate Radiologică privind dezafectarea instalațiilor de minerit și/sau preparare a minereurilor de uraniu și/sau toriu (NMR-03), CNCAN (2003)
162 The long Term Stabilization of Uranium Mill Tailing, IAEA – TECDOC – 1403, Vienna (2004)
163 Communication on nuclear, radiation, transport and waste safety; a practical handbook, IAEA – TECDOC – 1076, Vienna (1999)
164 Operational Radiation Protection – A Guide to Optimization. SS no 101, IAEA, Vienna (1990)
165 PHARE PROJECT – Guidelines on how to measure Radioactivity and its Dispersion at Uranium Miling and Mining sites (1994)
166 Occupational Radiation Protection in the Mining and Proccesing of Raw Materials (IAEA Safety Standards Series No. RS – G – 1.6, 2004)
167 Assessment of Occupational Exposure due to External Sources of Radiation (IAEA Safety Standards Series No. RS – G – 1.3, 1999)
168 Assessment of Occupational Exposure due to Intakes of Radionuclides (IAEA Safety Standards Series No. RS – G – 1.2, 1999)
169 ,,Date hidrologice necesare Proiectului tehnic de închidere a minei Lișava” C 99/2000 elaborat de Institutul Național de Meteorologie, Hidrologie și Gospodărire a Apelor – București, anexa 2
170 Radiation protection RP107 European Commission
171 Radiation protection RP112 European Commission
172 Radiation protection RP122 European Commission
173 I. Bolocan – Viașu, I. Pătruțoiu și P. Atyim: Transferul unor izotopi radioactivi naturali în procesul de ardere a ligniților Revista minelor nr. 10/1998, vol. 91, Seria nouă.
174 I. Pordea și colaboratorii: Caracterizarea surselor poluante, determinarea arealului contaminat cu radioelemente și evaluarea riscului radiologic datorat industriei termoelectrice. Studiu de caz: Termocentrala Mintia – Deva. Arhivele INCDMRR București 2001.
175 D. P. Georgescu și colaboratorii: O nouă abordare a evaluării și reducerii riscului de sănătate și a impactului asupra mediului înconjurător datorat TENORM, în concordanță cu cerințele directivei 96/29 a CE – armonizarea legislației și metodei de atenuare în cadrul UE și țărilor candidate. Surse, niveluri și inventar NORM/TENORM în industria carboniferă, îngrășămintelor și prelucrării bauxitei în România. Arhiva INCDMRR, București (2002)
176 dumitru Fodor, Gavril Baican: Impactul industriei miniere asupra mediului. Editura Infomin, Deva (2001)
177 ICPMRR – Evaluarea riscului radiologic asupra sănătății populației prin folosirea la construcția de lcouințe a structurilor de întărire pe bază de noi sisteme compozite liante, Contract 712/2006. Responsabil proiect: geofiz. Ioan Pordea
178 Manea C., Podină C., Pordea I., Cruțu Gh., Ilie G and Robu I., The radiological risk assessment due to the radioactivity of thermal power station ashes added in building materials, Revue Roumaine de Chimie, 2010, 55(1), 23-28
179 Manea C., Podină C., Pordea I., Cruțu Gh., Ilie G and Robu I., The estimation of cements radioactivity obtained by electrofilter ashes addition due to thermal power station based on coal from Oltenia coalfield, Romania, Analele Universității din București – Chimie, Anul XVII (serie nouă), vol. I, pag. 45-49, 2008
180 Norme Fundamentale de Securitate Radiologică NSR-01, CNCAN (2002)
181 ICRP 68, Dose Coefficients for Intakes of Radionuclides by Workers (1995)
182 Ordinul Ministerului Sănătății 381 (2004)
183 EPA Radon Standards and Techniques for control of Radon in New Buildings. EPA 402-R-009 March (1994)
184 Lăcătușu R., Anastasiu N., Popescu M., Enciu P., Geo-atlasul Municipiului București, Editura EstFalia, București, pag. 117-140 (2008)
185 Manea C., Podină C., Popescu M., Pordea I., The distribution of radon concentration and debit gamma dose in Bucharest area, Analele Universității București – Chimie (în curs de publicare), 2011
186 INCDMRR – CEEX 2006: ,,Ecogeochimia marilor aglomerări urbane și a zonelor periurbane în contextul dezvoltării durabile – ECOGEOURB’’. Responsabil temă: geoch. M. Popescu
187 Cosma, C., Dicu, T., Dinu, A., & Begy, R., Radonul și cancerul pulmonar. Cluj-Napoca: Ed. Quantum (2009)
188 Sainz, C., Dinu, A., Dicu, T., Szacsvai, K., Cosma, C., & Quindos, L. S., Comparative risk assessment of residential radon exposures in two radon-prone areas, Ștei (România) and Torrelodones (Spain). Science of the Total Environment, 407, 4452-4460 (2009)
189 Cosma, C., Szacsvai, K., Dinu, A., Ciorba, D., Dicu, T., & Suciu, L., Preliminary integrated indoor radon measurements in Transylvania (România). Isotopes in Environmental and Health Studies, 45(3), 259 – 268 (2009)
ANEXA 1
LISTĂ ABREVIERI
ADN – acid dezoxiribonucleic
AIEA – Agenția Internațională pentru Energie Atomică
ARN – acid ribonucleic
AMAD – Diametrul aerodinamic median al activității
BML – Biroul Român de Metrologie Legală
CI – conversie internă
CE – coeficient de emanare
CMA – concentrația maximă admisă
CNCAN – Comisia Națională pentru Controlul Activităților Nucleare
EDE – echivalentul de doză efectivă
EEC sau CEE – Equivalent Equilibrium Concentration (Concentrația Echivalentă de Echilibru)
EFI – evenimente fizice inițiale
ICRP – International Commission for Radiological Protection (Comisia Internațională pentru Protecție Radiologică)
ICRU – International Commission for Radiation Units and Measurements
IFA – Institutul de Fizică Atomică
INCDMRR – Institutul Național Cercetare Dezvoltare pentru Metale și Resurse Radioactive
IRN – izotopi radioactivi naturali
ISO – Organizația Internațională de Standardizare (International Organization for Standardization)
IUPAC – Uniunea Internațională de Chimie Pură și Aplicată (International Union of Pure and Applied Chemistry)
NCRP – National Council on Radiation Protection & Measurements
NI – Nivelul de Intervenție
NMR – 01 (CNCAN) – Norme de securitate radiologică privind radioprotecția operațională în mineritul și prepararea minereurilor de uraniu și toriu
NMR – 02 (CNCAN) – Norme de securitate radiologică privind managementul deșeurilor radioactive provenite de la mineritul și prepararea minereurilor de uraniu și toriu
NMR – 03 (CNCAN) – Norme de securitate radiologică privind dezafectarea instalațiilor de minerit și/sau preparare a minereurilor de uraniu și/sau toriu
NSR (CNCAN) – Norme fundamentale de Securitate Radiologică
ONU – Organizația Națiunilor Unite
PAEC – Potential Alpha Energy Concentration (Concentrația energiei potențiale alfa): [CEPAPAEC]
RC – radiația cosmică
SF – fisiune spontană
SSNTD – detectori de urme nucleare cu corp solid
TLD – dozimetru cu termoluminiscență
UNSCEAR – United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation (Comitetul Științific al ONU privind Efectele Radiațiilor Atomice)
USEPA – United States Environmental Protection Agency
WISMUT – federal government-owned company operating in Saxony and Thuringia. Its principal business is the decommissioning, cleanup, and rehabilitation of uranium mining and processing sites
WL – Working Level (Nivel de lucru): WLH (Working level hours), WLM (Working level month)
ANEXA 2
LISTA APARATELOR UTILZATE (INCDMRR)
ANALIZOR MULTICANAL MODEL DART CU DETECTOR DE GERMANIU HIPERPUR HPGe:
Caracteristici:
Serie analizor ;
Producător SUA;
An fabricație 2001;
Determinarea radionuclizilor emițători gamma: (Bq/kg sau ppm);
Tip probă: soluri, roci, minereuri.
RADIOMETRU RAD 7
Caracteristici:
Serie aparat 0644;
Producător SUA;
An fabricație: 2001;
Determinarea radonului și toronului (Bq/m3);
Tip probă: – aer, apă, sol.
CONTAMINOMETRU UMo LB-123 PORTABIL:
Caracteristici:
Serie aparat 182782-4214;
Producător: Germania;
An fabricație: 2004;
Determinarea contaminării de suprafață și a dozei debit gamma;
Tip probă
Contaminarea de suprafață: obiecte, îmbrăcăminte contaminate cu radionuclizi (Bq/cm2);
Doza debit gamma: soluri și roci, minereuri, aer, suprafața apei (μSv/h).
APARAT WLX PENTRU DETERMINAREA NIVELULUI DE LUCRU:
Caracteristici:
Serie aparat 181;
Producător: Canada;
An fabricație: 2006;
Se determină concentrațiile radionuclizilor 218Po, 216Po, 214Po și 212Po (WL);
Tip probă: aer.
RADIOMETRU FH – 40 – F2:
Caracteristici:
Serie aparat 8499;
Producător: Germania;
An fabricație: 1997;
Se determină doza debit gamma (μSv/h);
Tip probă: sol, roci, minereuri, aer, suprafața apei.
ANALIZOR CU 4 CANALE:
Caracteristici:
Serie aparat 424 P nr. 072;
Producător: Ungaria;
An fabricație 1977;
Se determină concentrațiile radionuclizilor U-Ra-Th-K (Bq/kg);
Tip probă: soluri, roci, minereuri.
ANEXA 3
GLOSAR TERMENI
(după CNCAN – NSR 01)
Accident nuclear – eveniment nuclear care afectează instalația și provoacă iradierea sau contaminarea populației sau mediului peste limitele permise de reglementările în vigoare.
Activare – proces prin care un nucleu stabil bombardat cu particule sau fotoni este transformat într-un nucleu radioactiv.
Autorizație – un document emis de CNCAN, către o persoană juridică, la cererea acesteia, prin care se permite desfășurarea unei practici sau a unei alte activități.
Căi de expunere – căile prin care materialul radioactiv ajunge la, sau poate iradia, organismul uman.
Combustibil nuclear – material sau ansamblu mecanic care conține materie primă sau material fisionabil, special destinat folosirii într-un reactor nuclear, în scopul producerii energiei nucleare.
Constrângere de doză – o restricție impusă dozelor pe care persoanele le pot eventual primi de la o anumită sursă de radiații și care este utilizată la proiectarea protecției la radiații, în scopul optimizării radioprotecției și al respectării limitelor de doză în cazul expunerii cumulative la radiații, datorate mai multor practici, și/sau mai multor surse de radiații din cadrul aceleiași practici și/sau emisiilor de efluenți produse de-a lungul timpului.
Contaminare radioactivă: contaminarea unui material, a unei suprafețe, a unui mediu oarecare sau a unei persoane cu substanțe radioactive; în cazul specific al corpului uman, contaminarea radioactivă include atât contaminarea externă a pielii, cât și contaminarea internă, indiferent de calea de încorporare.
Deșeu radioactiv: acele materiale rezultate din activitățile nucleare pentru care nu s-a prevăzut nici o întrebuințare și care conțin sau sunt contaminate cu radionuclizi.
Detriment (al sănătății): o estimare a riscului reducerii duratei și calității vieții în urma expunerii la radiații ionizante; sunt incluse pierderile datorate efectelor somatice, cancerului și perturbărilor genetice severe.
Efect deterministic: pierderea funcției tisulare ca urmare a iradierii organismului viu cu radiații ionizante peste o anumită doză, denumită prag, și deasupra căreia severitatea efectului crește cu doza.
Efluenți radioactivi: substanțe radioactive sub formă lichidă sau gazoasă evacuate sau dispersate în mediu.
Expunere: procesul de iradiere al unei persoane.
Expunere accidentală: o expunere la radiații a indivizilor ca rezultat al unui accident (nu include expunerea de urgență).
Expunerea anormală: o expunere datorată unei activități desfășurate, în care doza primită în mod real depășește semnificativ doza preliminată a fi primită datorită respectivei activități; expunerile accidentale și expunerile de urgență sunt considerate expuneri anormale chiar în cazul în care nu sunt supraexpuneri.
Expunere cronică: o situație de expunere persistentă, rezultată în urma unei urgențe radiologice sau a unei practici sau activități profesionale din trecut sau învechite care conduce la o creștere inacceptabilă a dozelor.
Expunere de urgență: expunere la radiații a persoanelor care execută acțiuni rapide de ajutorare a persoanelor în pericol, de prevenire a expunerii la radiații a unui număr mare de oameni sau de salvare a unor instalații sau bunuri de valoare și în care pot fi depășite unele din limitele de doză pentru persoanele expuse profesional. Expunerea de urgență se va aplica numai voluntarilor.
Expunere potențială: expunere la radiații care nu este așteptată să se producă cu certitudine, dar care poate apare în urma unui accident nuclear sau, mai general, a unui eveniment sau secvențe de evenimente de natură probabilistică implicând expunerea la radiații.
Grup critic: un grup de persoane din populație, rezonabil de omogen cu privire la expunerea sa la o anumită sursă de radiații și o anumită cale de expunere, și care primesc cea mai mare doză efectivă (sau doză echivalentă, după cum este cazul) pe această cale de expunere și de la această sursă.
Încorporare:
în sens calitativ: este procesul de pătrundere în corp al radionuclizilor din mediul înconjurător
în sens cantitativ: activitățile radionuclizilor care pătrund în corp din mediul înconjurător.
Instalație nucleară:
instalație producătoare de radiații ionizante și/sau instalație, aparat sau dispozitiv care extrage, produce, prelucrează sau conține materiale radioactive.
Intervenție: orice acțiune care evită sau micșorează expunerea sau probabilitatea expunerii la surse care nu sunt obiectul unei practici aflate sub control sau la surse care sunt scăpate de sub control, ca urmare a unui accident.
Lucrător extern: o persoană expusă profesional care execută lucrări în zona controlată aparținând unui alt titular de autorizație decât organizația căreia îi aparține persoana respectivă.
Material radioactiv: orice material care conține radionuclizi a căror activitate sau activitate specifică nu poate fi neglijată din punct de vedere al radioprotecției.
Medic competent: un medic cu liberă practică, responsabil pentru supravegherea medicală a persoanelor expuse profesional, și a cărui capacitate de a activa în acest sens este recunoscută de Ministerul Sănătății.
Nivel de intervenție: o valoarea a echivalentului de doză evitabilă, a dozei efective evitabile sau a unei mărimi derivate, la care ar trebui considerată luarea de măsuri de intervenție; valoarea dozei evitabile sau a mărimii derivate este numai cea asociată cu calea de expunere pentru care măsura de intervenție este aplicată.
Obiective nucleare: orice reactor nuclear, indiferent de putere, inclusiv ansamblurile critice sau subcritice, instalații pentru fabricarea combustibilului nuclear, depozite temporare și finale de combustibil nuclear iradiat.
Organism acreditat de radioprotecție: un organism care desfășoară activități privind asigurarea radioprotecției expușilor profesional și/sau a persoanelor din populație și a cărui capacitate de a activa în acest domeniu este recunoscută de CNCAN.
Organism dozimetric acreditat: un organism responsabil pentru etalonarea și verificarea instrumentelor de supraveghere dozimetrică individuală și citirea sau interpretarea indicațiilor acestora, sau pentru măsurările de radioactivitate în corpul omenesc sau în probe biologice, sau pentru evaluarea și atribuirea dozelor a cărui capacitate de a activa în acest sens este recunsocută de CNCAN.
Persoana expusă profesional: o persoană angajată la o societate comercială (eventual proprie), care este supusă la expuneri care apar datorită lucrului în cadrul unei practici, expuneri ce sumate pe un an pot depăși limitele de doză prevăzute pentru persoanele din populație.
Persoana din populație:
orice individ din populație, în sens general;
individul reprezentativ din grupul critic, în cazul verificării respectării limitelor anuale de doză pentru persoanele din populație.
Persoana în curs de pregătire: un elev, ucenic sau student cu vârsta peste 16 ani, aflat în curs de instruire practică și teoretică, sub responsabilitatea unui titular de autorizație, în scopul obținerii de cunoștințe în domeniul nuclear.
Practica: orice activitate umană care poate crește expunerea indivizilor la radiațiile produse de surse artificiale, sau provenite de la orice echipament electric generând radiații ionizante, sau produse de surse naturale (când sunt procesați radionuclizi naturali având în vedere proprietățile lor de substanțe radioactive, fisionabile sau fertile), cu excepția expunerilor de urgență.
Ca practici se menționează, fără a se considera lista ca exhaustivă: producerea, prelucrarea, utilizarea, manipularea, deținerea, depozitarea, transportul, furnizarea, închirierea, transferul, tranzitul, importul, exportul, dispunerea finală a surselor de radiații și a materialelor radioactive precum și extracția și prelucrarea minereurilor de uraniu sau toriu.
Radionuclid: nucleu radioactiv.
Radiație ionizantă: emiterea și propagarea, implicând transport de energie, a particulelor sau a undelor electromagnetice de lungime de undă de maximum 100 nanometri; radiația ionizantă este capabilă să producă, direct sau indirect, ioni.
Radioprotecția operațională a personalului expus profesional (persoanelor din populație): reprezintă ansamblul măsurilor, dispozițiilor și controalelor care servesc la depistarea și eliminarea factorilor care, în cadrul practicii desfășurate, sunt susceptibile să creeze pentru personalul expus profesional (persoanele din populație) un risc de expunere neneglijabilă din punct de vedere al radioprotecției.
Securitate radiologică: asigurarea protecției ființelor umane împotriva expunerii la radiații și a securității instalațiilor nucleare și a surselor radioactive, inclusiv asigurarea mijloacelor de realizare a acestei protecții și securității și a mijloacelor de prevenire a accidentelor și de diminuare a consecințelor acestora, odată accidentele produse; securitatea obiectivelor nucleare și a surselor radioactive care prezintă risc de criticitate, este tratată de securitatea nucleară.
Supraexpunere: o expunere care conduce la depăsirea uneia din limitele de doză.
Sursa de radiații: orice emițător de radiații ionizante, inclusiv orice material radioactiv și orice dispozitiv generator de radiații ionizante.
Sursa deschisă: o sursă radioactivă care nu îndeplinește condiția din definiția sursei închise.
Sursa închisă: o sursă radioactivă a cărei structură este astfel încât să prevină, în condiții normale de utilizare, orice dispersie în mediu a materialelor radioative conținute.
Sursa radioactivă: emițător de radiații ionizante datorită materialelor radioactive conținute.
Surse artificiale: surse de radiații produse în urma unor practici umane.
Surse naturale: surse radioactive de proveniență naturală (terestră sau cosmică).
Tratarea și condiționarea deșeurilor radioactive: succesiune de procese tehnologice prin care deșeurile radioactive sunt transformate într-o formă stabilă și nedispersabilă, formă care este corespunzătoare pentru stocare îndelungată sau dispunere finală.
Urgența radiologică: situație consecutivă unui accident nuclear sau a unui alt eveniment implicând surse de radiații, care necesită o acțiune urgentă de protejare a persoanelor expuse profesional, a persoanelor din populație sau a populației, fie parțial, fie ca un întreg.
Zona controlată: o zonă supusă la reguli speciale în scopul protecției contra radiațiilor ionizante sau al prevenirii răspândirii contaminării radioactive, și în care accesul este controlat.
Zona de excludere: zona din jurul unui obiect nuclear sau a unei alte instalații nucleare cu risc de accident sau consecințe asupra populației, stabilită de titularul de autorizație și aprobată de CNCAN, în care sunt luate măsuri de excludere a amplasării reședințelor permanente pentru populație și a desfășurării de activități social economice care nu au legătură directă cu funcționarea obiectivului nuclear respectiv, sau a instalației nucleare respective.
Zona cu populație redusă: zona din jurul unui obiect nuclear sau a unei alte instalații nucleare cu risc de accident sau consecințe asupra populației, stabilită de titularul de autorizație și aprobată de CNCAN, în care sunt luate măsuri de restricționare a amplasării reședințelor permanente pentru populație și a desfășurării de activități social economice.
Zona supravegheată: o zonă supusă supravegherii corespunzătoare în scopul protecției împotriva radiației ionizante.
Copyright Notice
© Licențiada.org respectă drepturile de proprietate intelectuală și așteaptă ca toți utilizatorii să facă același lucru. Dacă consideri că un conținut de pe site încalcă drepturile tale de autor, te rugăm să trimiți o notificare DMCA.
Acest articol: Surse Naturale de Radiatii Si Circuitul Radionuclizilor Naturali In Mediu (ID: 163890)
Dacă considerați că acest conținut vă încalcă drepturile de autor, vă rugăm să depuneți o cerere pe pagina noastră Copyright Takedown.