ÉPÍTİANYAGOK RADIOAKTIVITÁSÁNAK VIZSGÁLATA Mérésleírás Zagyvai Péter - Osváth Szabolcs BME NTI, 2009. 1. Bevezetés Az építıanyagok készítéséhez felhasznált ásványi eredető nyersanyagokban gyakran nagyobb koncentrációban találhatók természetes radioaktív izotópok, mint a talajban. Számos olyan építıanyag-gyártási mővelet is van, melyek során a természetes radioaktív izotópok koncentrációja megnövekszik. Az is gyakran elıfordul, hogy az épületekben tömítı-, térkitöltı vagy szigetelı anyagnak olyan hulladékot, mellékterméket (pl. salakot) alkalmaznak, amelyekben az általában igen csekély illékonyságú, kémiailag kevéssé reaktív természetes radioaktív izotópok visszamaradnak, koncentrációjuk feldúsul. Az építıanyagok radioaktivitása egyaránt hozzájárulhat a bent tartózkodók külsı és belsı sugárterheléséhez, egyrészt a gamma-dózisteljesítmény megnövelése, másrészt a 222Rn és 220Rn kibocsátása (exhalációja) révén. A technológiai mőveletek következtében megnövekedett koncentrációjú természetes anyagokra (TENORM = Technologically Enhanced Naturally Occurring Radioactive Materials) vonatkoznak a sugárvédelmi intézkedések, szabályozások. Az 1960-as években már hatályban volt Magyarországon is olyan építıipari szabvány, amely korlátozta az építıanyagokban megengedhetı radioaktivitást, különösen a 226Ra-ot, amely a radon (222Rn) közvetlen anyaeleme. (A radon 78 %-a az építıanyagokból, illetve a talajból jut a lakóterekbe. A radon sugárvédelmi jelentıségérıl – többek között – ugyanezen laboratóriumi gyakorlat egy másik mérési leírása közöl részleteket.) Az Európai Unióban hatályos sugárvédelmi direktíva (EURATOM 96/29) ajánlásainak megfelelıen számos európai ország sugárvédelmi rendeletben korlátozza az építıanyagok radioaktivitását. Az alábbi táblázatot Jobbágy Viktornak a Pannon Egyetemen (Veszprém) készített és megvédett Ph. D. dolgozatából vettük át. Az eredeti sorszámával együtt közölt táblázat összefoglalja az Európai Unió országaiban alkalmazott fıbb építıanyagok átlagos, illetve az elıírásokat alkalmazó országok szabályozása alapján maximálisan megengedhetı koncentrációját. Felhívjuk a figyelmet arra, hogy bár az ajánlások egységesek, az egyes országok jelenleg hatályos rendelkezései korántsem azok. Magyarországon a hatályos 16/2000. sz. egészségügyi miniszteri rendelet csak a munkahelyek átlagos radonszintjére nézve tartalmaz elıírást, azt 1000 Bq/m3-ben maximálva. A készítés alatt álló, és szakmai fórumokon folyamatosan tárgyalt új rendelet emellett várhatóan ki fog térni az alábbiakra is: o Lakóépületek és egyéb, nem munkahelyként szolgáló épületek belsı terének radonszintje (átlagos koncentrációja); o Az újonnan emelendı épületek szerkezeti anyagainak TENORM-tartalma; o A radonszint csökkentése már meglévı épületekben. A radonszint és a falak, szigetelések, födémek TENORM-tartalma között nyilvánvaló összefüggés áll fenn, ezt azonban lehetetlen általános érvényő formulákkal leírni. A radon kikerülését számos, részben az épület kialakításával, részben pedig a külsı makro- és mikrometeorológiai helyzettel, valamint az adott épület alatti talajjal és geológiai
1
formációval kapcsolatos tényezı is jelentısen befolyásolja. A szabályozások elıírásai szükségképpen csak közelítı jellegőek lehetnek, általános elvként alkalmazva a konzervativizmust: a becslés, bár kellıen pontos kell, hogy legyen, sokkal inkább tévedhet a kedvezıtlen, azaz nagyobb radioaktivitás irányába, mint az ellenkezı módon.
A következı összefüggés a valószínőleg már a közeljövıben bevezetendı magyarországi szabályzást mutatja be. Ezt egy, az Országos Sugárbiológiai és Sugáregészségügyi Kutató Intézet által tartott sugárvédelmi továbbképzés anyagából vettük át. I1 =
c K − 40 c Ra − 226 cTh − 232 + + 3000 300 200
[1]
2
A radioaktív koncentrációk Bq/kg-ban értendık. A fenti [1] egyenlet baloldalán szereplı építıanyag-index értékének 1-nél kisebbnek kellene (majd) lennie ahhoz, hogy az adott építıanyag korlátozás nélkül alkalmazható legyen lakóterek belsı terének építése során. A 226 Ra koncentrációjára külön megszorítást is javasolnak: az nem lehet nagyobb 150 Bq/kgnál. Ezt a mutatót ugyanebben a formában alkalmazza – többek között – a finnországi szabályozás. Ott két további mutatót is meghatároztak: I2 =
c K − 40 c Ra − 226 cTh − 232 cCs −137 + + + 8000 700 500 2000
[2]
A [2] egyenletben szereplı I2 indexnek utak, valamint járulékos, tehát emberi munkavégzés állandó színhelyéül nem szolgáló épületek anyagára nézve kell 1-nél kisebbnek lennie. I3 =
c K − 40 c Ra − 226 cTh − 232 cCs −137 + + + 20000 2000 1500 2000
[3]
Az I3 mutatónak talajfeltöltésre alkalmazandó anyagokra nézve kell 1-nél kisebbnek lennie. Az utóbbi két összefüggésben a természetes radioaktivitás mellett a 137Cs is szerepel. Ennek oka az, hogy Finnország „útjába esett” az elsı nagy csernobili kibocsátásnak, és így az ország területe változó mértékben ugyan, de összességében két-háromszor annyira szennyezıdött, mint a közép- és nyugat-európai országok.
2. Mérési feladatok a) Felületi dózisteljesítmény mérése hitelesített gammadózisteljesítmény-mérıvel A vizsgálatok céljaira kiválasztott építıanyagokat jól azonosítható jelzésekkel látjuk el, majd felületüktıl 10 cm-re az FH40G berendezéssel dózisteljesítmény-mérést végzünk. A berendezés [nSv/h] mértékegységben szolgáltat eredményt. Ez a vizsgálat akkor adhatna maradéktalanul elfogadható „sorrendet” a vizsgált minták között, ha azok alakját, felületét és tömegét azonos módon tudnánk kialakítani. Ez a feltétel ipari anyagvizsgálatoknál nyilván teljesíthetı lesz, a laboratóriumi körülmények között azonban nem oldható meg a minták azonossága. Érdekes problémát jelent a mérések során a háttér értékének meghatározása. Ha ugyanis a minta viszonylag kiterjedt, és sőrősége eléri az építıanyagokat jellemzı 2 – 3 kg/dm3 értéket, akkor a háttér akkor lenne elvileg pontos, ha azt nem a minta távollétében vennénk fel, hanem úgy, hogy a detektor elé a mintával azonos mérető és sőrőségő, de radioaktivitást egyáltalán nem tartalmazó anyagot helyeznénk. Ez nyilvánvalóan kivihetetlen.
b) Felületi radioaktív koncentráció mérése felületi szennyezettségmérı berendezéssel A minták gyors vizsgálatát CONTAMAT FHT 111 M berendezéssel is elvégezzük. Ennek az eszköznek nagymérető gáztöltéső proporcionális detektorai vannak, melyekkel alfa, béta- és gammasugárzás is mérhetı. Beállításától függıen az eredményeket intenzitásként [cps], aktivitásként [Bq] vagy felületi aktivitás-koncentrációként [Bq/cm2] kaphatjuk. Itt is külön megfontolásokat kell tennünk azt illetıen, hogy miképpen határozzuk meg az egyes minták méréshez szükséges háttér értékét. A mérıberendezés kalibrációját több, rendelkezésre álló
3
sugárzási etalonnal is ellenırizhetjük, ezek közül célszerő az úgynevezett nagy felülető etalonokat használni.
c) Izotópspecifikus nuklidanalízis félvezetı detektoros gammaspektrometriával (salakminta vizsgálatához) A két gyors kiválasztó vizsgálatsorozat eredményei alapján kijelölhetünk egy mintát nagyfelbontású gammaspektrometriás analízisre. A mérést a reaktorépületen kívül, alacsonyhátterő mérıkamrában kell elvégezni. Az ilyen mintáknál szokásos mérési idı néhány órától egy napig terjedhet, ezért azt a laboratóriumi gyakorlat során csak elkezdhetjük, illetve kiértékelhetjük az NTI-ben használt saját készítéső GSANAL programmal. Ennél a mérésnél különösen fontos a mérési geometria pontos meghatározása. A jelenleg rendelkezésre álló hatásfokkalibrációs etalonok közül csak a Marinelli-edény lehet megfelelı, az is csak porított salakminták vizsgálatához. Más mérési geometriáknál csak félkvantitaív eredményeket várhatunk. 3. Modellszámítások A tervezett magyarországi építıanyag-rendelet szerinti maximális, még korlátozás nélkül felhasználható TENORM-aktivitást tartalmazó építıanyag dózisteljesítményének becslését a MICROSHIELD validált tervezıprogram segítségével végezhetjük el. A MICROSHIELD programot telepítenünk kell a gyakorlat során felhasználandó számítógépekre, melyek az R épület 316. sz. alatti NTI elektronika laboratóriumban állnak rendelkezésünkre. A gyakorlat során a mérésvezetı segítségével meg kell ismerkedni a MICROSHIELD használatával, majd ki kell választani a tervezéshez az aktivitáskoncentrációkon kívül még szükséges alapadatokat: az anyagminta méreteit, sőrőségét, a dózismérı („dózispont”) pozícióját, valamint a minta és a dózispont közötti „árnyékoló” anyag (levegı) vastagságát. Sikeres tervezıprogram-alkalmazás esetén összehasonlíthatjuk a mért és a számított adatokat, illetve megadhatjuk, milyen „standard” összetételő építıanyaggal ekvivalens a kiválasztott építıanyag-minta. Érdekes eredményeket kaphatunk akkor is, ha az anyagmintát megpróbáljuk egyre nagyobb felületté kiterjeszteni, modellezve ezzel pl. azt a helyzetet, amikor a vizsgált csempével egy teljes falfelületet burkolnak be. 4. Jegyzıkönyv, eredmények A laboratóriumi gyakorlatról készített jegyzıkönyvnek tartalmaznia kell a vizsgált anyagminták fizikai adatait, valamint a mért dózisteljesítményeket és felületi szennyezettséget. Utóbbiaknál össze kell vetni a kalibrációhoz kapott sugárzásetalonokkal mért értékeket az etalon névleges aktivitásával, és diszkutálni kell az esetleg tapasztalt eltéréseket. Gamma-spektrometriás vizsgálatnak alávetett anyagmintánál a számított aktivitáskoncentrációk mellett be kell mutatni a mintaelıkészítést, a mennyiségi analízishez alkalmazott standard és a minta közötti esetleges geometriai eltéréseket, és elemezni kell a mérés módszeres és statisztikus bizonytalanságát. A MICROSHIELD programmal végzett számítások eredményeit össze kell hasonlítani a megfelelı mérési eredményekkel.
4
ÉPÍTİANYAGOK RADIOAKTIVITÁSÁNAK VIZSGÁLATA Tartalomjegyzék 1. Bevezetés................................................................................................................................ 1 2. Mérési feladatok ..................................................................................................................... 3 3. Modellszámítások................................................................................................................... 4 4. Jegyzıkönyv, eredmények ..................................................................................................... 4
5
