DOKTORI (PhD) ÉRTEKEZÉS
Építőanyagok radonemanációját és exhalációját befolyásoló paraméterek meghatározása Szerző: Sas Zoltán Kémiai és Környezettudományi Doktori Iskola
Témavezető: Dr. Somlai János egyetemi docens
Pannon Egyetem Radiokémiai és Radioökológiai Intézet 2012
1
Értekezés doktori (PhD) fokozat elnyerése érdekében Írta: Sas Zoltán Készült a Pannon Egyetem Kémiai és Környezettudományi Doktori Iskolája keretében Témavezető: Dr. Somlai János Elfogadásra javaslom (igen / nem) (aláírás) A jelölt a doktori szigorlaton…......... % -ot ért el, Az értekezést bírálóként elfogadásra javaslom: Bíráló neve: …........................ …................. igen /nem ………………………. (aláírás) Bíráló neve: …........................ ….................) igen /nem ………………………. (aláírás) Bíráló neve: …........................ ….................) igen /nem ………………………. (aláírás) A jelölt az értekezés nyilvános vitáján…..........% - ot ért el. Veszprém/Keszthely,
…………………………. a Bíráló Bizottság elnöke
A doktori (PhD) oklevél minősítése…................................. ………………………… Az EDT elnöke
2
KIVONAT ................................................................................................................................. 1 ABSTRACT .............................................................................................................................. 2 SINOPSIS .................................................................................................................................. 3 BEVEZETÉS-CÉLKITŰZÉS ................................................................................................. 4 I. IRODALMI ÖSSZEFOGLALÁS ....................................................................................... 6 1.
TERMÉSZETES RADIOAKTIVITÁS HATÁSA AZ ÉLŐVILÁGRA ..................... 6 1.1. 1.2. 1.3. 1.4. 1.5.
2.
A RADON ....................................................................................................................... 24 2.1. 2.2. 2.3.
3.
A radon tulajdonságai...................................................................................................................... 24 A radon kijutása a légtérbe (emanáció és exhaláció)....................................................................... 26 Radon az épületekben...................................................................................................................... 32
JOGI SZABÁLYOZÁS NEMZETKÖZI ÉS HAZAI HELYZETE.......................... 35 3.1. 3.2. 3.3.
4.
A legfontosabb dózismennyiségek .................................................................................................... 6 Ionizáló sugárzás hatásai az élővilágra............................................................................................ 10 Sugárzások forrásai ......................................................................................................................... 14 Építőanyagoktól származó sugárterhelés ........................................................................................ 19 Építőanyagok beépíthetőségének feltétele az EU-ban..................................................................... 22
Nemzetközi viszonyok .................................................................................................................... 35 Magyar helyzet ................................................................................................................................ 36 A radonkérdés hazai jogi szabályozásának tervezett szakmai koncepciója ..................................... 36
RADIOANALITIKAI ÉS ANYAGSZERKEZETI VIZSGÁLATOK ...................... 37 4.1. 4.2. 4.3. 4.4. 4.5.
Radionuklid-koncentráció meghatározása ....................................................................................... 37 A radon detektálása ......................................................................................................................... 38 Anyagszerkezeti vizsgálatok bemutatása ........................................................................................ 42 Termikus analízis ............................................................................................................................ 44 Termogravimetria (TG), Derivatív termogravimetria (DTG) ......................................................... 45
II. KÍSÉRLETI RÉSZ ........................................................................................................... 47 5.
MINTAVÉTEL............................................................................................................... 47
6.
RADIOANALITIKAI VIZSGÁLATOK ..................................................................... 48 6.1. Gamma-spektrometriai vizsgálatok ................................................................................................. 48 6.2. Radon meghatározása ...................................................................................................................... 50 6.3. Radonexhalációs vizsgálatok .......................................................................................................... 51 6.4. Szabadexhaláció feltételeinek meghatározása ................................................................................. 52 6.5. Agyagminták fajlagos exhalációjának és emanációs tényezőjének maghatározása szabadexhalációs módszerrel ................................................................................................................................................... 54 6.6. Fajlagos exhaláció nedvességtartalom függésének vizsgálata ........................................................ 54 6.7. Agyagminták hőkezelése ................................................................................................................. 55
7.
KIEGÉSZÍTŐ, BELSŐ SZERKEZETI VIZSGÁLATOK ........................................ 56 7.1. 7.2. 7.3. 7.4.
Röntgendiffrakciós fázisanalízis ..................................................................................................... 56 Fajlagos felület és porozitás vizsgálat ............................................................................................. 56 Termogravimetriás mérések ............................................................................................................ 57 Pásztázó elektron mikroszkópos felszíni morfológia vizsgálat ....................................................... 57
3
III. EREDMÉNYEK .............................................................................................................. 58 8. MAGYARORSZÁGI ÉPÍTŐANYAG GYÁRAKBAN HASZNÁLT AGYAGOK RADIOLÓGIAI ELEMZÉSE ............................................................................................... 58 8.1.
Gamma-spektrometriai vizsgálatok eredménye .............................................................................. 58
9. RADONEMANÁCIÓT ÉS EXHALÁCIÓT BEFOLYÁSOLÓ PARAMÉTEREK MEGHATÁROZÁSA ............................................................................................................ 62 9.1. 9.2. 9.3.
Szabadexhaláció meghatározása ..................................................................................................... 62 Nedvességtartalom emanációs és exhalációs tényezőre gyakorolt hatása ....................................... 63 Hőkezelés emanációs és exhalációs tényezőre gyakorolt hatása ..................................................... 65
10. ANYAGSZERKEZETI VIZSGÁLATOK EREDMÉNYEI ...................................... 66 10.1. 10.2. 10.3. 10.4.
Röntgendiffrakció ....................................................................................................................... 66 Pásztázó elektron mikroszkópos felületi morfológia vizsgálat eredményei ................................ 67 Derivatográfia ............................................................................................................................. 68 Porozitás, pórusátmérő és fajlagos felület ................................................................................... 69
IV. ÖSSZEGZÉS .................................................................................................................... 72 V. IRODALOMJEGYZÉK ................................................................................................... 75 VI. PUBLIKÁCIÓS TEVÉKENYSÉG ................................................................................ 85 VII. FÜGGELÉK ................................................................................................................... 90 Függelék I. .......................................................................................................................................... 90 Függelék II. ......................................................................................................................................... 91 Függelék III. ........................................................................................................................................ 92 Függelék IV. ....................................................................................................................................... 92 Függelék V. ........................................................................................................................................ 94 Függelék VI. ....................................................................................................................................... 95
VIII. TÉZISEK ....................................................................................................................... 95 Magyarországi agyagok építőipari felhasználhatóságának minősítése radiológiai szempontból ..... 96 Agyagok radonemanációját és exhalációját befolyásoló paraméterek vizsgálatára kifejlesztett módszer és eredményei ..................................................................................................................... 96 Építőagyagok beépíthetőségének vizsgálati és szabályzási hiányosságai ....................................... 97
IX. THESIS ............................................................................................................................. 98 Building material classification of Hungarian clay in radiological point of view .................................. 98 The developed method for determination of radon emanation and exhalation influential parameters and the obtained results ..................................................................................................................... 98 Incompletions of regulation and examination method of building material inbuilt conditions ............ 99
X. THESIS (ESPAÑOL) ...................................................................................................... 100 Clasificación de los materiales de construcción de las arcillas húngaras desde un punto de vista radiológico ........................................................................................................................................ 100 Método desarrollado para la determinación de emanación de radon y parámetros de influencia en la exhalación y resultados obtenidos ................................................................................................... 100 Carencias de la regulación y del método de análisis de materiales de construcción ...................... 101
XI. KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS ....................................................................................... 102
4
KIVONAT A szerző a disszertáció irodalmi részében összefoglalja az építőanyagoktól származó sugárterhelés forrásinak, szabályozásának, az attól származó kockázat csökkentésének, valamint a radionalaitikai vizsgálatok méréstechnikai lehetőségeit. A kísérleti részben kifejti a Magyarországon nagy mennységben alkalmazott építőipari alapanyagok építőipari felhasználásból eredő sugárvédelmi hatásának vizsgálatát. Az ország különböző régióiban található 16 telephelyről származó, összesen 27 különböző agyagmintát vizsgál gamma-spektrometriás mérési módszer segítségével meghatározta a gyűjtött minták radionuklid tartalmát és EU ajánlás alapján (I-index) minősítette az agyagokat. A szerző bemutatja egy kiválasztott agyagminta példáján a radonexhalációt és radonemanációt befolyásoló paraméterek meghatározásának mérési módszerét. A kapott eredmények alapján meghatározza a mérési módszer optimális körülményeit. Bemutatja a gyűjtött építőanyagok radonexhalációs és radonemanációs vizsgálatának eredményeit. Hőkezelést végez 100 - 950 °C között és vizsgálja annak radonemanációt és exhalációt módosító hatásait. A hőkezelt agyagmintákon a belső szerkezeti módosulásokat vizsgálja különböző anyagszerkezeti vizsgálatokkal (fajlagos felület, porozitás, XDR, felületi morfológia, termogravimetriás vizsgálatok). Korrelációt keres a kapott eredmények és a módosult exhaláció-profil között. Vizsgálatai eredményei alapján meghatározza az exhalációt legfőképpen befolyásoló belső szerkezeti paramétereket.
1
ABSTRACT In theoretical part of this dissertation the author summarizes the possibilities of the natural radioactive sources, the regulations, the risk reduction and the radioanalitical methods of radiation dose originated from building materials. In experimental section he unfolds the radiation protection effects in Hungary resulting from the inbuilt of bulk amount used building materials. He examined 27 different type of clay starting material originated from 16 miscellaneous company seats. The radionuclide content of the collected samples was determined by the aid of gamma spectrometry. On the basis of the obtained results he classified the examined materials by reason of EU recommended classifying method (I-index). The author demonstrates the determination method of the radon emanation and exhalation modifying parameters on a selected clay sample and defines the optimal conditions of the measuring procedure. He displays the obtained results of the optimized radon exhalation and emanation measurements. He performs heat-treatment on selected clay between 100 – 950 °C temperature ranges and investigates the changes in case of radon emanation and exhalation as well. Furthermore the internal structure changes were surveyed detail, such as porosity, specific surface, superficial morphology, phase identification via XDR phase analysis and thermal stability. Significant correlation was found between the obtained exhalation profile and the internal structure parameters. As a result of the investigation he determines the main influential internal structure parameters.
2
SINOPSIS En la parte teórica de esta tesis el autor resume las posibilidades de las fuentes radiactivas naturales, las regulaciones, la reducción de riesgos y los métodos radioanalíticos para las dosis de radiación provenientes de los materiales de construcción. En la sección experimental, desvela los efectos de la protección radoiológica en Hungría resultantes del uso de materias primas en materiales de construcción. Examinó 27 tipos de arcillas diferentes provenientes de 16 compañías. El contenido en radionúcleos de las muestras recogidas se determinó mediante espectrometría gamma. En base a los resultados obtenidos, clasificó los materiales analizados según el método de clasificación de la UE (índice I). El autor demostró el método de determinación de emanación de radón y modificación de los parámetros de exhalación en una muestra de arcilla seleccionada y definió las condiciones óptimas del procedimiento de medida. Mostró los resultados obtenidos de las medidas optimizadas de exhalación de radón y emanación. Llevó a cabo un tratamiento térmico en arcillas seleccionadas en el rango de temperatura 100 – 950 ºC e investigó los cambios de emanación y exhalación de radón. Además se investigó con detalle los cambios en la estructura interna tales como porosidad, superficie específica, morfología superficial, identificación de fase mediante difracción de rayos X y estabilidad térmica. Se encontró una correlación significativa entre el perfil de exhalación obtenido y los parámetros de estructura interna. Como resultado de la investigación, determinó la principal influencia interna de los parámetros estructurales
3
BEVEZETÉS-CÉLKITŰZÉS Az emberi egészségre kockázatot jelentő folyamatok tanulmányozása, azok hatásmechanizmusainak minél pontosabb megismerése jelenkorunk egyik legégetőbb feladatává vált. A módosult életvitelnek, az intenzív ipari termelésnek köszönhetően újabb és már meglévő, azonban arányait tekintve megváltozott egészségkárosító anyagok, folyamatok hatnak az emberiségre. Mindezek mellett a módosult szociális szokások eredményeképpen jelentősen megnőtt az épületben eltöltött átlagos időtartam, emiatt fokozott figyelmet kell fordítani az alkalmazott építőanyagokra. Az építőanyagok természetes radionuklid tartalma is része a közvetlen környezettől származó, az emberi egészségre kiható környezeti tényezőknek. Az építőanyagok egyrészről leárnyékolhatják
a
külső
sugárzásokat,
másrészről
pedig
természetes
radionuklid
tartalmuknak köszönhetően hozzájárulhatnak a természetes háttérsugárzáshoz, így növelve az egészségkárosító kockázatot. [BR_1] Általában az építőanyagoktól származó sugárterhelés nem jelentős, azonban az építkezések
során
előfordulnak
olyan
természetes,
vagy
gyártási
folyamatok
melléktermékeként keletkező anyagok is, melyek az átlagoshoz képest jelentősen nagyobb aktivitáskoncentrációban tartalmazzák a földkérgi (K-40, U-238, Th-232) radionuklidokat, illetve bomlástermékeiket. Az alkalmazott építőanyagokban ezek a természetes eredetű radionuklidok gamma-sugárzó izotópjai dózistereket hoznak létre, melyek a szervezet külső sugárterhelését növelik. Az épületekben a gamma-dózisteljesítmény általában magasabb (világátlag 84 nGy/h) mint a szabadban (59 nGy/h) [BR_1]. A rádiumtartalomból keletkező radon és leányelemei a belső sugárterheléshez járulnak hozzá és egészségkárosító hatásukat a tüdőrákot kiváltó okok között a dohányzás mögött másodikként tartják nyílván. Emiatt fordul rendkívüli figyelem az épületek beltéri radonszintjeire. A radonforrások (talaj, építőanyagok, földgáz, vezetékes víz, épületen kívüli radonszint) közül az építőanyagok az egyik legfontosabbak, hiszen a bennük található Ra-226 tartalomtól, a beépített anyag belső szerkezetétől, illetve számos egyéb tulajdonságától függően, zárt, vagy rosszul szellőző terek esetén igen jelentős radon aktivitáskoncentrációk alakulhatnak ki, mely a benntartózkodók számára jelentős dózist okozhatnak. Az egyre szigorodó, lakóépületekre vonatkozó ajánlások közül a WHO által új építésű lakóépületek esetén javasolt radonszint mindösszesen 100 Bq/m3, melynek betartása 4
érdekében célszerű a kiindulási anyagok radiológiai minősítése, a gyártási folyamat radonexhalációt
csökkentő
lehetőségeinek
megvizsgálása,
valamint
a
késztermék
radonexhaláció miatti korlátozása is [BR_2-3]. Célom volt a kutatási témához szorosan kapcsolódó szakirodalom áttanulmányozása, legfontosabb adatok, mérési módszerek elvi és gyakorlati alapjainak elsajátítása. A dolgozat fő célja az építőanyagok minősítésére vonatkozó nemzetközi és hazai lehetőségek meglévő és tervezett ajánlásainak szakirodalmi áttekintése, ezek pontosítása, valamint az elméleti megfontolások kísérleti eredményekkel való alátámasztása [BR_4]. További cél volt a Magyarországon üzemelő építőanyaggyárak által a téglagyártás során széles körben felhasznált agyagok radionuklid tartalmának felmérése, minősítése, valamint a radonemanációs és radonexhalációs tulajdonságainak meghatározása. Meg kívántam határozni továbbá az emanációt és exhalációt befolyásoló legfontosabb paramétereket, az optimális mérési körülményeket, illetve a téglagyártás során alkalmazott hőkezelés hatását is. Kiegészítő szerkezetvizsgálatok segítségével korrelációt kerestem a radonexhaláció, valamint az anyag szerkezetmódosulása között. Kerestem továbbá a vizsgált paraméterek közötti kapcsolatok segítségével a gyártás során az optimalizáláshoz (gyártási folyamat – radonexhaláció) leginkább meghatározó belső szerkezeti paramétert.
5
I. IRODALMI ÖSSZEFOGLALÁS 1. Természetes radioaktivitás hatása az élővilágra Az élővilág és annak részeként az emberiség is folyamatosan ki van téve a természetes forrásokból eredő radioaktív sugárzásoknak. A bomlások során keletkező részecskék az egyes sejtekkel kölcsönhatásba lépve átadhatják energiájukat, melyek a sejtek és a belőlük felépülő szövetek, szervek, végső esetben pedig az egész szervezet károsodását, pusztulását okozhatják. A radioaktív sugárzások által okozott károsodások mértékének becslésére a dózisfogalmak szolgálnak.
1.1.
A legfontosabb dózismennyiségek
Elnyelt dózis (D): A különböző részecskék energiája elnyelődhet az anyagban, az elnyelt energia nagysága arányos az általa előidézett hatással. Adott közeg tömegegységében elnyelt energiát nevezzük elnyelt dózisnak, jele D, mértékegysége [J/kg]; [Gy] (Gray) [BR_5-6].
D
dWe 1 dWe dm dV
(1.1-1)
Ahol:
dWe az elnyelt energiát, dm a dV térfogatelem tömegét, míg ρ az anyag sűrűségét jelöli.
Egyenérték dózis (HT): Élő szervezeteknél az okozott károsodás mértéke az elnyelt dózis mellett függ az azt kiváltó sugárzás fajtájától, valamint a sugárzás energiáját abszorbeáló szövet, illetve szerv fajtájától is. A sugárzás fajtájának figyelembe vételére definiálták az egyenérték dózist (HT,R), mely az R sugárzás hatására, az adott R sugárzáshoz tartozó WR súlyozó tényezővel megszorzott, a T testszövet, vagy szerv elnyelt dózisa (DT,R). Mértékegysége: Sievert [Sv] H T , R WR DT , R
(1.1-2)
A WR értékek (1. táblázat) megállapodás szerinti egysége a γ-sugárzás által okozott hatás, a többi sugárzást ehhez hasonlítjuk [BR_5].
6
1. táblázat: Az egyenérték dózis meghatározásához használatos WR súlyozó tényezők [WR_1, JR_1, BR_7] Sugárzás fajtája
WR faktor Régi (ICRP 1991)
Új (ICRP 2008)
Fotonok (teljes energia intervallum)
1
1
Elektronok, müonok (Teljes energia tartomány)
1
1
Protonok >2 MeV
5
2
Neutron <10 keV
5
10 keV - 100 keV
10
100 keV - 2 MeV
20
2 MeV - 20 MeV
10
>20 MeV
5
Alfa részecskék, hasadvány termékek, nehéz magok
20
2,5 – 20 (neutronenergiától függően függvényről leolvasható)
20
Effektív dózis, E: Különböző szervek szöveti elváltozásai nem egyforma súllyal járulnak hozzá az egész szervezet károsodásához. A teljes szervezetre vonatkozó károsodás megállapítására definiálták az effektív dózist, mely nem más, mint az egyenérték dózisok szervekre gyakorolt hatásának súlyozott összege. Az így meghatározott értékek 1 Gy dózisig adnak pontos információt. Jele: E, mértékegysége az egyenértékdózissal megegyezően Sievert [Sv]. A súlyozó tényezők (2. táblázat) összege pontosan egy, azaz a teljes szervezet dózisa. E WT WR DT ,R T
(1.1-3)
R
Ahol:
WT a testszövetre jellemző súlytényező [BR_6]. T
7
2. táblázat testszövetre jellemző súlytényezők WT [JR_1-2, BR_6]. Szerv
WT súlytényező
Összesített WT súlytényező
0,12
0,6
0,08
0,08
0,04
0,16
0,01
0,04
0,12
0,12
Csontvelő Vastagbél Tüdő Gyomor Emlő Ivarszervek Húgyhólyag Máj Nyelőcső Pajzsmirigy Bőr Csontfelszín Agy Nyálmirigyek Fennmaradó egyéb szövetek* Összesen
1,00
* Fennmaradó szövetek/szervek: mellékvese, légcső, epehólyag, szív, vese, nyirokmirigyek, izomszövetek, szájnyálkahártya, hasnyálmirigy, prosztata (♂), vékonybél, lép, csecsemőmirigy, méh/méhnyak (♀)
Lekötött dózisok A szervezetbe bekerült izotópoktól származó, hosszú időtartam alatt elszenvedett dózis jellemzésére szolgál a lekötött dózis [BR_6]. Az inkorporációt követően a bekerült radionuklidok mennyisége a fizikai bomlás, valamint az élettani folyamatok hatására csökken, melyet a lekötött dózis számításánál figyelembe kell venni. Amennyiben a felvételtől számított időtartam nincs megadva abban az esetben felnőtteknél 50, míg gyermekeknél 70 évre kell integrálni. Elnyelt, egyenérték és effektív dózis esetében egyaránt számítható lekötött dózis. Lekötött elnyelt dózis ( D ): Mennyiségét az alábbi kifejezés határozza meg:
8
D Dt dt
(1.1-4)
0
Ahol:
D - elnyelt dózis τ időtartam alatt,
Dt
az
-
elnyelt
dózisteljesítmény
a
felvételt
követő
t
időpontban.
Mértékegysége: Gray (Gy). Lekötött egyenérték dózis ( H T ): Mennyiséget az alábbi kifejezés határozza meg:
H T H T t dt
(1.1-5)
0
Ahol:
H - a T szövet egyenérték dózisa τ időtartam alatt,
H t
- az egyenérték dózisteljesítmény a felvételt követő t időpontban.
Mértékegysége: Sievert [Sv] Lekötött effektív dózis ( ET ): Mennyiséget az alábbi kifejezés határozza meg:
ET ET t dt
(1.1-6)
0
Ahol:
E - elnyelt dózis τ időtartam alatt,
E t
-
az
effektív
dózisteljesítmény
a
felvételt
követő
t
időpontban.
Mértékegysége: Sievert [Sv] [BR_5].
Kollektív dózis: Egy adott populáció egyedei által elszenvedett dózisok összegét kollektív dózisnak nevezzük. [BR_5,8]. Mértékegysége: személysievert [személy˙Sv]
9
1.2.
Ionizáló sugárzás hatásai az élővilágra
Eltérő intenzitással és formában a radioaktív anyagok, illetve az általuk kibocsátott sugárzások mindenhol megtalálhatóak, részei az életnek, hiszen az élővilág a kezdetektől fogva ki volt téve a radioaktív sugárzás hatásának. Számos kutatási, orvosi, hadiipari alkalmazás és/vagy baleset hívta fel a figyelmet a radioaktív anyagok, ionizáló sugárzást kibocsátó berendezések sugárzása okozta egészségügyi károsodásra. Fény derült arra is, hogy az emberi szervezet károsodását több tényező befolyásolja, így pl. az elszenvedett expozíció körülményei, eltérő biológiai érzékenység, amelyek megnehezítik a károsító hatások mértékének becslését.
1.2.1. Determinisztikus hatás Bizonyos érték fölött elszenvedett dózisok már egyértelmű egészségügyi hatást ún. determinisztikus hatást váltanak ki (deterministic effects; non-stochastic effect). Az egyén hajlamától, valamint egészségi állapotától függően a küszöbdózis igen eltérő lehet, azonban a bekövetkezés valószínűsége a dózis növekedésével minden egyednél növekszik és egy adott érték fölött a bekövetkezés minden egyednél megtörténik [BR_9]. Az elszenvedett dózis eredményeképpen a tünetek rövid időn, néhány órán, vagy néhány napon belül jelentkezhetnek (hányás, hasmenés, szédülés, ájulás, halál). Azonban későn megjelenő tünetek, káros hatások is előfordulhatnak (bőrgyulladás, hajhullás, rákos elváltozás, utódoknál jelentkező fejlődési rendellenességek, stb.). Eddig megfigyelt eredmények alapján csak 500 mSv fölött várhatóak maradandó determinisztikus hatások, míg átmeneti sterilitás már 150 mSv felett jelentkezik. Néhány determinisztikus dózis – hatás a 3. táblázatban található. 3. táblázat: Néhány determinisztikus hatást kiváltó dózis (elnyelt dózisra vonatkoztatva) [BR_9-10]. Tünetek, hatások
Elnyelt dózis [Gy]
Maradandó bőrkárosodás
20 – 40
Szürke hályog (katarakta)
5
Elhalálozás (Egésztest dózis esetén)
3–5
Bőrpír, bőrgyulladás Hajhullás: 2-5Gy
2–5
Sterilitás 2-3Gy
2–3
Rendellenes magzati fejlődés
0,1 – 0,5
10
1.2.2. Kis dózisok hatása az élővilágra Az alacsony dózisok okozta biológiai hatások tisztázása a sugárvédelem, a sugárbiológia és a toxikológia legfontosabb feladata. Tudományos körökben megoszlanak a vélemények az alacsony dózisok okozta egészségkárosító hatások mértékéről. Kis dózisok esetében nem született egyetértés arról, hogy létezik-e olyan küszöbszint, amely alatt a sugárzás nem jelent veszélyt, illetve nem okoz egyértelműen a sugárzástól eredeteztethető károsodást az élő szervezetek számára. Az nem kérdéses, hogy a determinisztikus hatások egyértelműen az elszenvedett dózisnak köszönhetőek. Ennél kisebb dózisok esetén is kimutatható a rákkockázat megnövekedése, de alacsony (kisebb, mint 100 mSv) dózisok esetén nem tisztázott, hogy a magasabb dózistartományban tapasztalható egészségügyi kockázat valószínűsége miképpen alakul ebben a dózistartományban. Jelenleg a konzervatív becslést, azaz a lineáris küszöb nélküli dózis – hatás összefüggést, az LNT (Linear No Threshold) hipotézist fogadta el az ICRP. [JR_3-4, BR_11-12]. A probléma tisztázásának érdekében olyan elváltozások igazolására lenne szükség, melynek kiváltó oka egyértelműen csak az elszenvedett kismértékű dózis lenne. Azonban az alacsony dózistartományok okozta elváltozásokat más környezeti tényezők is előidézhetik, melyek szinte lehetetlenné, vagy rendkívül bonyolulttá teszik az epidemiológiai vizsgálatok statisztikai módszerekkel történő vizsgálatát. Egyes kutatások szerint nem a lineáris extrapoláció érvényesül az alacsony dózistartományban, egyaránt vannak pozitívabb (szupralinearitás), és pesszimistább hatást feltételező modellek [JR_5]. A szupralineáritást feltételező megközelítések pozitív hatásról számolnak be (Adaptive-Response Model), melyek reményeképpen előnyösen hat az alacsony dózis az élő szervezetre és túlbecsültnek tartják az LNT modell által származtatott egészségügyi kockázatot [JR_6-7]. Általánosságban azonban a linearitást veszik alapul, mely a nagy dózisok okozta károsodások extrapolációjából eredő maximális kockázattal számol, azonban felmerülhet azon lehetőség is, miszerint nem ésszerűek és indokoltak a kockázat csökkentése érdekében megtett lépések. Az ALARA-elv (As Low As Reasonably Achievable Radiation) azt javasolja, hogy olyan alacsony szintet, illetve kockázatot válasszanak, ami az adott ország társadalmi-gazdasági szintjének megfelelő, teljesíthető [BR_13].
11
1.2.3. Sztochasztikus hatások jellemzői A sztochasztikus tartományba tartozó dózisokra általánosan jellemző, hogy az okozott károsodásoknak nincsen küszöbdózisa, azaz csak a bekövetkezés valószínűségére van hatással. Az elszenvedett sugárterhelés hatására a szignifikáns egészségkárosult állapot nem minden egyednél jelentkezik, azonban a kialakulás valószínűsége, azaz a károsodott egyedek száma az adott populációban növekszik az elszenvedett dózis mértékének növekedésével [BR_14]. A tünetek kiváltó okainak diagnosztizálását, beazonosítását tovább nehezíti, hogy az expozíciót követően csak későn jelennek meg, illetve a kialakult elváltozásokat más környezeti tényezők egyaránt okozhatják. Egyes szervezetek eltérő érzékenységet mutatnak bizonyos környezeti tényezőkre, melyet biológiai variabilitással szokás magyarázni [JR_8-9]. A bekövetkezett hatások leginkább daganatos megbetegedések és az átörökített genetikai hibák okozta egészségkárosodások formájában jelentkeznek [BR_15]. A sugárvédelmi gyakorlatban a kis dózis tartományban – pontosabb ismeretek híján – ún. konzervatív becslést alkalmazva feltételezzük, hogy a dózis és a károsodás valószínűsége, gyakorisága között lineáris a kapcsolat. Az ICRP 103-ban foglaltak szerint 1 Sv sugárterhelés rákot kiváltó kockázata (lakosság esetén) megközelítőleg 5,5 %. Örökletes betegségek között a legjelentősebb a DNS mutációk, azon belül is az X kromoszómához köthető genetikai elváltozások. A csernobili katasztrófa áldozatainak tanulmányozása során megállapították, hogy az öröklött károsodások ~80 %-ban az X kromoszóma sérülésének köszönhetőek. A tanulmány alapján az örökletes betegségek kialakulására ~0,2 % bekövetkezést becsültek a felmérést végző kutatók 1 Sv sugárterhelés elszenvedése esetén [BR_7,16]. A rákos megbetegedések, valamint az örökletes, kóros elváltozások okozta problémák mellett több általános egészségügyi probléma kialakulásának valószínűségét elidéző hatást figyeltek meg epidemiológiai vizsgálatok alapján. Ezeket rendszerint olyan nagy egyedszámú populációk esetében elemezték, melyeknek mindent tagja, vagy igen jelentős hányada nagy biztonsággal szignifikáns nagyságú dózist szenvedett el.
1.2.4. Dózis-hatás összefüggések Az utóbbi évtizedekben összegyűjtött adatok epidemiológiai elemzése során a szakemberek arra jutottak, hogy szigorú szabályok és korlátozások bevezetése és betartása szükséges annak érdekében, hogy elkerülhetőek legyenek a sugárzás által okozott jelentős egészségügyi kockázatok. Néhány dózis – hatás összefüggés az 4. táblázatban került felsorolásra. 12
Sztochasztikus tartomány
Determinisztikus tartomány
4. táblázat: dózis – hatás összefüggések Elszenvedett dózis [mSv]
Tünetek és hatások
>10 000 (akut dózis)
Azonnali rosszullét Émelygés, hányás Lecsökkent fehérvérsejt szám Biztos elhalálozás (néhány héten belül)
3 000 – 5 000 (krónikus dózis)
Félhalálos dózis (egésztest dózis esetén)
2 000 – 10 000 (akut dózis)
Erősödő sugárbetegség tünetek
1 000 (akut dózis)
Akut expozíció esetén sugárbetegség okozta tünetek megjelenésének alsó határa
> 1 000 (krónikus dózis)
Késői rákos megbetegedés kialakulásának egyértelmű bekövetkezése
250
Életmentő baleseti munka esetén (fukusimai dolgozók rendkívüli helyzetben) engedélyezett dóziskorlát
> 100
Rák kialakulásának valószínűsége bizonyítottan arányosan növekszik az elszenvedett dózissal
50
Bizonyítottan rákot okozó legalacsonyabb dózis felnőtteknél Megengedett legmagasabb éves munkavállalói dózis
20 / év
5 év átlagában megengedett legmagasabb munkavállalói dózis.
2.4 / év
Természetes háttérsugárzás világátlaga
1 / év
5 év átlagában megengedett, nukleáris ipartól származó lakossági dózis
0,3
Dohányzás okozta éves többletdózis (átlagosan 16 szál cigaretta/nap)
<0.001 / év
A Paksi Atomerőműtől származó éves elszenvedett lakossági dózis
13
Sugárzások forrásai
1.3.
A lakosságot érő sugárzások eredetét tekintve megkülönböztetünk:
Természetes eredetű
Mesterséges eredetű radioaktív és egyéb ionizáló sugárzások források (nukleáris energiatermelés, hadipari és orvosi alkalmazások során keletkezett és a környezetbe kijutott izotópoktól eredő sugárterhelés) [BR_1].
1.3.1. Természetes eredetű sugárterhelés A természetes eredetű sugárterhelés különböző forrásokból eredhet. Mértéke az adott terület környezeti tényezőitől (tengerszint feletti magasság, talaj és kőzetek radionuklidkoncentrációja, stb.) igen jelentős mértékben függ. Az emberiséget érő, természetes eredetű radioizotópoktól származó sugárterhelés jellemzésére a népességgel súlyozott világátlag szolgál, amely figyelembe veszi a felmért területhez tartozó demográfiai adatokat is. Az így kapott, népességgel súlyozott világátlag 2,4 mSv/év, mely összetétele az 1. ábrán látható [BR_1,17].
1. ábra Természetes eredetű háttérsugárzás [mSv/év] megoszlása
14
Kozmikus sugárzás A Föld légkörét nagy energiájú részecskék bombázzák. Ezek a részecskék felelősek az ún. elsődleges kozmikus sugárzásért. Eredetük szerint megkülönböztetünk:
Galaktikus eredetű kozmikus sugárzás: nagy energiájú protonokból (~85 %), alfarészecskékből (~12 %), elektronokból (~2 %), különböző nehezebb atommagokból (~1 %) áll.
Szoláris eredetű kozmikus sugárzás: A napkitörések során jelentős mennyiségű röntgen, illetve UV fotont sugároz ki az égitest, valamint nagy energiájú részecskék, zömében (~99 %) protonok hagyják el a Nap felszínét.
Magreakciók
során
ún.
kozmogén
radioizotópok
keletkeznek.
A
magreakciók
lejátszódásának színtere legfőképpen a felső sztratoszféra, azonban néhány nagy energiájú neutron az atmoszféra alsóbb részében is képes előidézni a jelenséget. Magreakciókat a neutronok mellett protonok, müonok, pionok, kaonok, is okozhatnak [BR_1,5,18, JR_10]. Terresztriális (földkérgi) eredetű sugárterhelés A földkérgi eredetű (terresztriális) radionuklidok, vagy más néven primodális radioizotópok változó koncentrációban, a természetben mindenhol előfordulnak, beleértve az emberi szervezetet is. Ezen radionuklidok mindegyikére jellemző, hogy felezési idejük a Föld korával összemérhető és a természetben csak az ezek, illetve leányelemeik találhatóak meg jelentős mennyiségben. A legfontosabb földkérgi eredetű radionuklidok és főbb tulajdonságaik a 6. táblázatban tálalhatók. 6. táblázat: Néhány fontosabb terresztriális izotóp [WR_2] Izotóp
Felezési idő
Előfordulás a földkéregben
Th-232
1,46 × 1010 év
10 – 12 ppm
9
U-238
4,47 × 10 év
2 – 3 ppm
K-40
1,25 × 109 év
1,5 %
A természetes eredetű izotópok bomlásuk során kibocsátott ionizáló sugárzásuk révén hozzájárulnak az élő szervezetek külső, illetve belső sugárterheléséhez. A felsorolt primodális radionuklidok nyomnyi mennyiségben megtalálhatóak minden talaj, illetve kőzettípusban, valamint a biokémiai folyamatok eredményeképpen az élőlények
15
által felevett tápanyagokban is. Néhány kőzet primodális radionuklid tartalmát a 7. táblázatban szemléltetem [BR_1,19]. 7. táblázat: Néhány kőzet primodális radionuklid tartalma Fajlagos aktivitás (Bq/kg)
Kőzet típus K-40
U-238
Th -232
Vulkanikus eredetű Bazalt (földkérgi átlag)
300
7-10
10-15
Gránit (földkérgi átlag)
>1000
40
70
Üledékes kőzet Pala, homokkő
800
40
50
Kvarc
<300
40
25
Talaj
420
33
45
Építőanyagok
412
32
42
A földkérgi eredetű külső sugárterhelés a talajokban található primodális radionuklidok
gamma-sugárzásától
ered.
A
K-40
izotóp
aktivitáskoncentrációja
megközelítőleg egy nagyságrenddel nagyobb, mint az U-238, illetve Th-232 esetében. Azonban a K-40-től eredő külső sugárterhelés megközelítőleg azonos az U-238, valamint a Th-232 sorban található izotópok eredő gamma-dózisával. Az egyre szélesebb körben folytatott radiológiai felméréseknek köszönhetően, az UNSCEAR 2008-ban megtalálható adatok alapján a talajok népességgel súlyozott radionuklid tartalma a következő: K-40: 420 Bq/kg; U-238: 33 Bq/kg; Th-232: 45 Bq/kg. Az említett radioizotópok, és/vagy leánytermékeik gamma-sugárzásuk révén dózistereket hoznak létre, melyek nagysága az egyes izotópok aktivitáskoncentrációjától, azok eloszlásától és az izotópokat tartalmazó mátrixok anyagi minőségétől is nagymértékben függ. Az anyagok árnyékoló hatása miatt a külső gamma-dózisteljesítmény szempontjából a talajfelszíntől számított 30 cm-es rétegvastagság radionuklid-koncentrációja a meghatározó. A gamma dózisteljesítmény nagy része a K-40-től, az U-238 bomlási sorában a Pb-214 és a Bi-214, míg a Th-232 sorban a Tl-208 és az Ac-228 radioizotópoktól származik. A szabadtéri gamma-dózis mérések összesítése révén a népességgel súlyozott világátlag 59 nGy/h-nak adódott. A felmérésekben, résztvevő országokban, a talajfelszíntől 1 m magasságban mért átlagértékek 18 – 93 nGy/h között változtak, a mért
16
gamma-dózisteljesítmények pedig az egyes országokban felmért mérési pontokon 10 – 200 nGy/h között ingadoztak. A Magyarországon a mért eredmények alapján a vizsgált aktivitáskoncentrációk az alábbiak szerint alakultak: K-40: 370 Bq/kg, U-238: 29 Bq/kg, Th-232: 28 Bq/kg [BR_1]. Az építkezések során használt építőanyagok a természetben fellelhető anyagokból készültek és készülnek legtöbb esetben napjainkban is. A felhasználás, beépítés révén körbeveszik a benntartózkodókat, azaz a sugárzás már 4π térszögből hat a szervezetre, szemben a fél-végtelen síkként közelíthető kültéri viszonyokkal. Az alábbi ténynek köszönhetően jelentős dózisnövekménnyel lehet számolni már a talajok átlagos radionuklidkoncentrációjával megegyező építőanyagok esetén is. A lakóépületekben mért értékek alapján a népességgel súlyozott világátlag 84 nGy/h-nak adódott, azonban ez az egyes területeken alkalmazott építkezési szokásoktól, illetve felhasznált anyagoktól jelentősen függ. Az egyes országokban az épületekben mért átlagértékek 20 – 200 nGy/h között változik. Példának okáért 40 nGy/h alatti dózisteljesítmény volt megfigyelhető az USA-ban, ahol jellemzően könnyű szerkezetes épületeket építenek. A legmagasabb értékek (átlagosan 95 – 115 nGy/h) rendszerint azon országok (Magyarország, Malajzia, Kína, Olaszország Spanyolország, stb.) esetében kerültek rögzítésre, melyekben nagy mennyiségben alkalmaztak kő eredetű (gránit, bazalt), vagy más, nagy mennyiségben használt falazati anyagot (tégla, agyag, föld). Egy álló ember esetén, sugárvédelmi szempontból meghatározó szervek tekintetében kb. 1 m magasságban van a súlypont. Ennek köszönhetően 1 m magasságban végezzük a dózisteljesítmény meghatározását. Annak érdekében, hogy az elszenvedett effektív dózist számítani lehessen a levegőben mért értékekből, dóziskonverziós faktort vezettek be [BR_18]. Mivel az emberi szervezet önárnyékoló hatása miatt a sugárzásnak csak egy része éri el a szervezetben mélyebben elhelyezkedő, sugárzásra érzékenyebb szerveket, szöveteket, ezért a dóziskonverziós faktor izotóponként és korcsoportonként is változik. A földkérgi izotópokra vonatkozó átlagos érték felnőttek esetén 0,7 Sv/Gy, gyermekeknél 0,8 Sv/Gy, csecsemők esetében pedig 0,9 Sv/Gy. Az épületekben eltöltött órák száma a megváltozott életvitelnek köszönhetően jelentősen megnőtt. Amennyiben nem állnak rendelkezésre pontos adatok, abban az esetben 0,8-as benntartózkodási tényezővel végezzük a számításokat. A 8. táblázatban a különböző korcsoportok éves külső effektív dózisai találhatóak a népességgel súlyozott dózisteljesítmények függvényében.
17
8. táblázat: Különböző korcsoportok külső természetes forrásból származó éves effektív dózisai Forrás
Dózisteljesítmény Benntartózkodási [nGy/h] tényező
Csecsemő [mSv/év]
Gyermek [mSv/év]
Felnőtt [mSv/év]
Épületben
84
0,8
0,53
0,47
0,41
Szabadban
59
0,2
0,09
0,08
0,07
Magyarországon a külső sugárzásból eredő elnyelt dózisteljesítmény az ország területének kb. 60 %-án 70 – 90 nGy/h, kb. 30 % -án 90 – 110 nGy/h érték a jellemző [JR_11]. A földkérgi eredetű belső sugárterhelés a szervezetbe bekerült radioizotópoktól származik, melyek lenyelés, belégzés útján kerülhetnek a szervezetbe. A levegőben található, illetve a reszuszpendáló és kiülepedő portartalom radionuklidjainak belégzése egészségkárosító hatást okozhat a szervezet számára. A levegőbe került radon izotópok, illetve azok leányelemei ~1,26 mSv/év effektív dózissal, megközelítőleg a természetes 2,4 mSv/év felével járulnak a belső sugárterheléshez. Másrészről pedig a portartalom Th-232, U-238, valamint ezek leányelemei és a K-40 okoznak belső sugárterhelést (~ néhány µSv/év) a porterheléstől, de ez átlagos körülmények esetén elenyészőnek tekinthető. Jelentősége poros környezetben számottevő (építőipar, kohászat, bányászat), ahol néhány mSv/év dózisjárulék is előfordulhat. A kiülepedett szilárd szemcsék a táplálkozás során is a szervezetbe kerülhetnek, amely révén fokozott lehetőség nyílik az emésztő szervrendszer, valamit az azon keresztül a véráramba és a szervezet más részeibe eljutott izotópoktól eredő sugárterhelésre [BR_20]. Míg a szervezet elsődleges védelmi vonalául szolgáló bőrfelszínen keresztül igen kicsi a valószínűsége a természetes eredetű radionuklidok inkorporációjának, addig a lenyelés esetén a bekerült izotóp a szervezet egyes részeibe könnyen eljuthat.
1.3.2. Mesterséges izotópoktól származó sugárterhelés A mesterséges eredetű radioizotópoktól származó sugárterhelés a mesterséges izotópok megjelenésétől kezdődően része lett az emberiséget érő sugárterhelésének. A kísérleti, kutatási, hadi- és nukleáris ipari, valamint a gyógyászatban keletkezett és felhasznált, esetlegesen balesetekből származó izotópok a környezete jutva bekerülnek a természetes körfolyamatokba és hatással vannak az egészségre. A keletkezés és felhasználás helyétől,
18
idejétől, módjától, valamint az izotópok minőségétől és kémiai formájától függően részt vesznek a biokémiai folyamatokban.
1.4.
Építőanyagoktól származó sugárterhelés
Az építőanyagok kettős szerepet töltenek be a sugárterhelés szempontjából. A kozmikus sugárzást,
illetve
leárnyékolhatják,
a míg
félvégtelennek másrészről
tekintett a
talajból
bennük
kijutó
található
sugárzást
izotópoktól
egyrészről és
azok
aktivitáskoncentrációjától függően, valamint az alkalmazott beépítés módjának függvényében sugárforrásként vannak jelen a benntartózkodók számára. Könnyűszerkezetes, vagy zömében fából készült épületek esetén csekély mennyiségű természetes eredetű radionukliddal kell számolni, azonban a kozmikus sugárzást csökkentő hatásuk is elenyésző alacsony sűrűségük miatt. Nagy mennyiségben használt építőanyagok árnyékoló hatásuk révén a kozmikus sugárzásból eredő dózisjárulékot csökkenthetik, emiatt alacsony radionuklid-koncentráció esetén, a beltérben mért dózisteljesítmény érték akár kisebb is lehet. Az épületekben és a szabadban mért értékek összehasonlítása során tapasztalt épületen belüli / szabadban mért hányad 0,6 – 2,3 éték között változik és a népességgel súlyozott átlag pedig 1,4-nek adódott. Az egyes épületekben igen eltérő dózisteljesítmény értékeket mérhetünk, annak függvényében, hogy a beépített építőanyag, valamint az altalaj milyen mennyiségben tartalmaz radionuklidokat [BR_21]. Építőanyagoktól származó sugárterhelés kockázati tényezői
Külső gammadózis – többlet
Porszemcsék, illetve az aeroszolok felületén megkötődött izotópok belégzése (radon leányelemei)
Kiülepedett porszemcsék lenyelésből származó többletdózis (az előbbihez képest 2 – 4 nagyságrenddel kisebb)
1.4.1. NORM anyagok (Naturally Occurring Radioactive Material) A környezetben megtalálható természetes eredetű radionuklidokban gazdag anyagokat NORM anyagoknak (Naturally Occurring Radioactive Materials) nevezzük. Az ilyen magas aktivitáskoncentrációval
bíró
anyagok
eloszlása,
fellelhetősége
a
geoszférában
nagymértékben függ az egyes kőzetek keletkezésekor lezajlott átalakulási folyamatoktól, a folyamatban részt vevő anyagok minőségétől és környezeti tényezőktől egyaránt. Ezen tényezőknek köszönhetően az izotópok feldúsulhattak egyes anyagokban, mely emelkedett radiológiai kockázatot eredményez az élővilág számára.
19
A világon számos olyan terület fordul elő, melynek természetes izotópoktól eredő háttérsugárzása többszörösen meghaladja a becsült világátlagot (HBRAs – High Background Radiation Areas). Az Irán északi területén található Ramsar esetében a feltörő meleg vizű források rendkívül magas Ra-226 tartalommal bírnak, mely eredményeképpen az adott területen a világátlaghoz viszonyítva 55-200-szor magasabb gamma-sugárzásból eredő háttérsugárzás is előfordul. A forrásvizet előszeretettel alkalmazták gyógyvízként, mely nagy népszerűségnek örvendett a helyi lakosság és az oda látogató turisták körében [JR_12]. A lakóépületek esetén gyakran a területről származó magas radionuklid tartalmú anyagokat építették be, melynek eredményeképpen akár 1000 – 5000 nGy/h beltéri dózisteljesítmény is előfordul épületek esetén [JR_13]. Brazíliában található Guarapari és Meaipe tengerparti üdülővárosok nagyon magas Th-232 tartalmú monacit eredetű homokkal „büszkélkedhet”. A part néhány helyén a mért dózisteljesítmény meghaladja a 20 µSv/h-ás értéket. Egyes felmérések eredményeképpen 55500 Bq/kg Th-232 és nem ritkán 4-5000 Bq/kg Ra-226 aktivitáskoncentrációt határoztak meg [JR_14]. Az indiai Kerala tartományban is az átlagosnál magasabb háttérsugárzás mérhető. A terület a magas népességnek köszönhetően a kis dózisokkal kapcsolatos epidemiológiai tanulmányok egyik meghatározó szereplőjévé vált. Megközelítőleg százezres nagyságrendű a felmért lakóépületek száma az adott területen, melynek eredményeképpen az átlagos dózisteljesítmény az 1800 nGy/h értéket is eléri [BR_1, JR_15]. A példaként említet területeken az iparosodást és mesterségesen előállított építőanyagok gyártását és felhasználását megelőzően az építkezésekhez természetben és sokszor a közvetlen környezetben megtalálható anyagokat hasznosították az emberek. Ennek eredményeképpen olyan anyagokkal vették körbe magukat, melyek radioaktivitása a természetes átlagértékhez viszonyítva emelkedett volt, így tovább fokozták az őket érő külső sugárterhelést, holott az épület az egészségüket és kényelmüket volt hivatott védeni. A külső sugárterhelés mellett a levegőben megtalálható, a kiülepedett és a növények, állatok, vagy vízfogyasztás révén szervezetbe került izotópoktól a belső sugárterhelés is jelentősen megnövekedett. A belső sugárterhelés nagysága az egyéni szokásoktól (személyi higiénia, táplálkozás, vízbázis) nagymértékben függ, emiatt becslése bonyolult feladat. Azonban minden épületben tartózkodóra igaz, hogy a nagyarányú benntartózkodás miatt az épületek anyagai nagymértékben meghatározzák az egyén által elszenvedett dózis nagyságát. Néhány
20
természetes
eredetű
építőanyag
radionuklid
tartalma
a
9.
táblázatban
található
[JR_16-20, BR_1,22]. 9. táblázat: Néhány természetes eredetű építőanyag radionuklid tartalma Fajlagos aktivitás [Bq/kg]
Építőanyag
K-40
U-238
Th -232
Beton
5-1570
1-250
1-190
Tégla (égetett agyag)
60-2000
1-200
1-200
Homokkő
500-700
6-90
1-60
Kő
10-4000
10-500
1-310
Természetes gipsz
7-280
1-70
1-100
Cement
24-850
7-180
Csempe, cserép
160-1410
30-200
7-240 200-200
Világátlag
412
32
42
A fejlődő ipari tevékenység hatására egyre több, az építőanyag iparban felhasználható melléktermék
keletkezett.
Az
egyes
technológiai
folyamatok
eredményeképpen
a
radionuklidokat alkotó mátrix megváltozott, esetenként lehetőséget adódott az izotópok feldúsulására is. Számos nemzetközi és hazai példa említhető, melyek magas, a kiindulási anyaghoz
képest
jelentősen
megnövekedett
radionuklid
tartalmú
melléktermékeket
tartalmaznak. Ezek gyártása és beépítése során is emelkedett radiológiai kockázattal kell számolni. Az alkalmazott technológiai folyamat eredményeképpen megnövekedett, de természetes radionuklidoktól származó, relatíve magas aktivitáskoncentrációjú anyagokat Technologically Enhanced NORM anyagoknak is nevezik (TENORM).
1.4.2. Példák TENORM anyagok felhasználására Főbb TENORM melléktermékeket eredményező iparág: Foszforsav gyártás foszfogipsz keletkezik. Emelkedett Ra-226 aktivitáskoncentráció. Építőanyag adalékként hasznosítják (gipszkarton) [BR_23] Cirkon
(ZrSiO4)
gyártás
Ra-226
aktivitáskoncentráció
magas
(csempék
zománcozásánál használják, bár kis mennyiségben) [JR_21]. Karbon tégla magas U és Ra tartalmú szénréteg (adalékanyag beton és téglagyártásnál) [JR_22]. Timföldgyártás vörösiszap magasabb Ra-226, valamint Th-232 tartalom (adalékanyag téglagyártásban) [JR_23]. 21
Uránérc bányászat urán meddő relatíve magas U tartalom (Kővágószőlős uránmeddőt útalapba építették be, homokot vakolatként alkalmazták csehországi Joachimovban, emellett több helyen talaj és födém feltöltés) [BR_1]. Szénerőművek, kohászat szénsalak magas Ra-226 tartalom (Ajka, Tatabánya: tömeges felhasználás födémszigeteléshez) [BR_1].
1.5.
Építőanyagok beépíthetőségének feltétele az EU-ban
A NORM/TENORM anyagokból készített építőanyagok, vagy adalékanyagként való alkalmazásuk során számos a természetes háttérsugárzást többszörösen meghaladó, jelentős külső és belső sugárterhelést okozó épület készült. A probléma felismerését követően előtérbe került az építőanyagok beépíthetőségének radiológiai feltételeinek meghatározása is. Az EU-ban az építőanyagokra vonatkozó EC RP112-ben foglalt sugárvédelmi ajánlásokat veszik figyelembe. A 10. táblázatban, az Európai Unióban leggyakrabban használt építőanyagok áltagos és maximális aktivitáskoncentráció értékeit tüntettem fel [BR_3]. 10. táblázat. Az EU-ban használt építőanyagok átlagos és maximális aktivitáskoncentrációja Építőanyag
Átlagos aktivitáskoncentrációk (Bq/kg) 226
Ra
232
40
Th
K
Maximális aktivitáskoncentrációk (Bq/kg) 226
Ra
232
Th
40
K
Természetes eredetű építőanyagok 40
30
400
240
190
1600
50
50
670
200
200
2000
Mészhomok tégla
10
10
330
25
30
700
Természetes építőkövek
60
60
640
500
310
4000
Természetes gipsz
10
10
80
70
100
200
Beton Vályogtégla, Égetett tégla
Legfontosabb ipari melléktermék eredetű építőanyagok Foszfogipsz
390
20
60
1100
160
300
Habosított kohósalak
270
70
240
2100
340
1000
Porszén hamu (tégla)
180
100
650
1100
300
1500
A beépítés feltétele az építőanyagok radionuklid tartalmának függvényében történő minősítése. 22
Az EU-n belül elfogadott minősítési eljárás az ún. I-index (aktivitáskoncentráció) szerinti minősítés, mely a következőképpen definiálható: I
C Ra 226 CTh232 C K 40 1 300 200 3000
(1.5-1)
A képletből látható, hogy az egyes radionuklidok különböző súlyozó tényezővel szerepelnek, melynek oka, hogy az egyes radionuklidok és bomlástermékeik az eltérő energiájú és intenzitású dózistereket hoznak létre. Az épületek eltérő kialakításúak, (vastagság, az elérhető építőanyagok jellemző radionuklid tartalma), emiatt egyes országok esetén a súlyozó tényezők némiképpen eltérhetnek az ajánlott értéktől. Néhány EU országban használt súlytényezőt az 11. táblázatban tüntettem fel. 11. táblázat. Néhány európai országban használatos I(x) paraméter Ország
IRa-226 [Bq/kg]
ITh-232 [Bq/kg]
IK-40 [Bq/kg]
Ausztria
1000
670
10000
Finnország
300
200
3000
Luxemburg
350
250
5000
Svédország
(1000)
(700)
(10000)
A beépíthetőség szempontjából megkülönböztethetőek a nagy mennyiségben (pl. tégla, beton, salak, etc.), illetve kisebb, felületi, kis mennyiségben alkalmazott építőanyagok. Az ajánlat a szabadtéri, illetve épületen belüli tartózkodás különbségéből számolt dózistöbbletet korlátozza. Így például, ha az építőanyagoktól származó dózistöbbletet 1 mSv/évben kívánjuk korlátozni, akkor a nagy mennyiségben használt építőanyagokra teljesülni kell az I ≤ 1 kritériumnak. Szigorúbb követelményként a < 0,3 mSv/év többletdózis is irányadó érték lehet, amelynél I ≤ 0,5 feltételnek kell teljesülni. A kis mennyiségben használt anyagoknál természetesen enyhébb a kritérium (12. táblázat). A minősítéshez használt I-index értékek az 12. táblázatban találhatóak. Az irányadó értékről az indexet alkalmazó ország maga dönt, a rendelkezésére álló építőanyagok minősége és a beépíthetőség gazdaságossága szerint. 12. táblázat: Dóziskorláthoz tartozó I aktivitásindexek Dóziskorlát (mSv/év)
0,3
1
Nagy mennyiségben használt anyagok (beton, tégla, stb.)
I 0,5
I1
Felületi, kis mennyiségben használt anyagok (cserép, stb.)
I2
I6
23
2. A radon A radont a dohányzás után a második legveszélyesebb tüdőrákot kiváltó okként tartják nyílván. A rákos megbetegedés bekövetkezésének valószínűsége epidemiológiai vizsgálatok alapján 3 – 14 % között mozgott az egyes területek átlagos radon-koncentrációjának függvényében. Lineáris összefüggést találtak a kutatók az emelkedett radon szint és a megbetegedés bekövetkezésének valószínűsége között, emiatt egyre inkább a figyelem központjába került az egyes légterek radon szintje [BR_2]. A radon és leányelemei a szervezetbe bekerülve igen jelentős mértékű, megközelítőleg 1,3 mSv/év természetes eredetű sugárterhelést okoz átlagosan (népességgel súlyozott világátlag). Nemesgáz mivoltának köszönhetően képes kijutni az anyagmátrixból, és zárt terekben való feldúsulása révén jelentős aktivitáskoncentrációval kell számolni. Egyes zárt terek esetén (lakások, munkahelyek, mint például bányák, turisztikai és kutató barlangok, pincék és egyéb rosszul szellőző tereknél) a benntartózkodás függvényében elszenvedett dózis igen jelentős lehet a világátlaghoz képest. Emellett a dohányzás okozta kockázat szerves részeként, a növény által megkötött leányelemek tüdőbe jutása révén szintén kockázati tényezőként tartható számon [JR_24].
2.1.
A radon tulajdonságai
A radon okozta egészségkárosító hatásokra jóval annak felfedezése előtt, már a XVI. századan felfigyeltek. Szokatlanul magas arányban vesztették életüket a 20-as, 30-as éveikben levő, életerős bányászok, akiknél néhány év munka után tüdőbajt diagnosztizáltak az akkori kor orvosai. A XX. században több, magas radon-koncentrációval bíró bánya esetén figyeltek meg magasabb tüdőrákos megbetegedésre utaló adatokat [JR_25]. 2.1.1. Fizikai, kémiai tulajdonságok A radon a periódusos rendszer VIII. Főcsoportjának 6. utolsó eleme. Felfedezése 1900-ban történt, amely Ernest Rutherford és Frederick Soddy nevéhez fűződik. A radon egyatomos színtelen, szagtalan, a levegőnél ~9-szer nehezebb (9,74 kg/m3) nemesgáz. Szilárd és cseppfolyós állapotban radioaktivitása miatt foszforeszkál sárga, míg fagypontja alá hűtve narancsszínnel. Stabil izotópja nincs. A 27 aktív izotópja közül a Rn-222 3,824 napos felezési ideje a leghosszabb [BR_24]. A földkérgi eredetű radionuklidok közé tartozó U-238, Th-232 és U-235 bomlási sorában egyaránt megtalálhatóak radon izotópok. Az egyes bomlási sorok, illetve anyaelem
24
tulajdonságait a 13. táblázatban összegeztem. A bomlási sorok az I-III. Függelék alatt találhatóak. 13. táblázat. A három radon izotóp legfontosabb tulajdonságai Bomlási sor anyaeleme
U-238
Th-232
U-235
Radon anyaeleme
Ra-226
Ra-224
Ra-223
Anyaelem felezési ideje
1622 év
3,64 nap
11,4 nap
Radon izotóp
Rn-222
Rn-220
Rn-219
Felezési idő
3,824 nap
55,6 s
3,9 s
Stabil végmag
Pb-206
Pb-208
Pb-207
Mindhárom izotóp esetén elmondható, hogy anyaelemük rádium izotóp és alfa-bomlással bomlanak tovább, valamint a bomlási soruk végén stabil ólomizotópokká alakulnak. Legjelentősebb közülük a Rn-222 (továbbiakban radon), mely az U-238 sorban található. Felezési ideje révén (3,824 nap) képes az egyes kőzetekből, talajokból, építőanyagokból kidiffundálni és esetenként feldúsulni a légterekben. (A radon légtérbe kerülésének folyamatát a 2.2 fejezetben részletezem.) A Rn-220 (továbbiakban toron) esetében a viszonylag rövid, mindössze 55,6 másodperces felezési ideje miatt csak a felszín-közeli rétegekben keletkező izotópoknak van esélye a légterekbe kerülni (csak magas Th-232 tartalom esetén jelentős). A toron egészségkárosító hatása egyes napjainkban futó kutatások eredményeképpen egyre nagyobb figyelmet kap [JR_26]. A legrövidebb felezési idővel (3,9 s) rendelkező Rn-219 (továbbiakban aktinon) egyrészről rövid élettartama miatt nem képes kidiffundálni az anyagból, másrészről pedig az anyaelemeként szolgáló U-235 alacsony természetes izotóparánya miatt (~0,7 %) sugárvédelmi szempontból rendkívül csekély mennyiség keletkezik. A radon keletkezése az alábbi folyamat szerint zajlik: 4 Ra 222 86 Rn 2 He ( )
226 88
(2.1.1-1)
Ahol:
4 2
He :
:
alfa részecske kísérő gamma-sugárzás
25
A radon bomlását követően alfa-sugárzó polónium, emellett béta negatív bomló ólom és bizmut izotópok keletkeznek, melyek az emberi egészségre egészségügyi kockázatot jelentenek.
2.1.2. A radon és leányelemeinek egészségkárosító hatásai A korábbiakban többször utaltam a zárt terekben, feldúsulás eredményeképpen keletkező magas radon szintek egészségügyi kockázatára. A radon csak közvetetten jelent problémát, ugyanis nemesgáz mivolta miatt a belélegzett radon jelentős része távozik is a kilégzés során, 1 - 2 % kerül be csak a véráramba, és onnan a test minden pontjába eljuthat. Apoláris jellege miatt a zsírszövetekben dúsul fel inkább, ahol bomlását követően leányelemi visszamaradnak [BR_25]. Az így elszenvedett dózis azonban elenyésző mértékű a leányelemektől eredő, a légzőszervrendszerben kifejtett hatáshoz képest. A leányelemek töltésüknek köszönhetően rendkívül jól kötődnek a levegőben található aeroszolokhoz, illetve egyéb felületekhez. Az aeroszolok belégzését követően a szemcse nagyságának függvényében, a tüdő eltérő részein, főleg a hörgők elágazásaiban letapadhatnak. A letapadt szemcséken található izotópok bomlásuk során a sejteket (elsősorban a hámsejteket) bombázzák. Az osztódó szövetek esetében a legnagyobb a kockázat, hiszen a sugárzás által okozott esetleges mutációk miatt sokkal nagyobb a rákos sejtek megjelenésének veszélye, melyet az egyéb környezeti tényezők, mint például aktív és passzív dohányzás tovább növel.
2.2.
A radon kijutása a légtérbe (emanáció és exhaláció)
A radon légtérbe került mennyiségét számos tényező befolyásolja az anyag Ra-226 aktivitáskoncentrációján kívül. A radon keletkezésének, pórustérbe jutásának, valamint migrációs folyamatainak megértése rendkívül fontos, hiszen ezek tisztázása nélkül a védekezés, a radon-koncentrációk csökkentése, valamint azok kialakulásának megelőzése nem, vagy csak csekély hatásfokkal végezhető el. Építőanyagok esetén a gyártási folyamatok eredményeképpen számos belső szerkezetet módosító folyamat zajlódhat le, melyek esetenként megnövelhetik a radon kijutásának valószínűségét, más felől pedig lehetőséget nyújthatnak a kiáramlás csökkentésére, valamint a gyártási folyamat optimalizálására is.
2.2.1. Szilárd-Chalmers effektus A rádium anyaelem bomlása során az újonnan keletkező radon atom meglökődik, ahol érvényesül az impulzus-megmaradás törvénye. A visszalökődött radon atom 86,24 keV-nyi
26
mozgási energiával rendelkezik (teljes alfa-bomlás energiájának ~1-2 %-a). Ez az energia elegendő, hogy a visszalökődött termékmag szilárd anyagban (annak anyagi minőségétől függően) ~20-70 nm; vízben ~0,1 µm, valamint levegőben ~0,06 mm távolságot megtegyen [JR_27]. Amennyiben a radon atom a szemcse felületétől kisebb távolságban helyezkedik el, mint az az úthossz, melyet képes megtenni a visszalökődése révén, abban az esetben van esélye, hogy a pórustérbe kikerüljön (2. ábra „2 – 5” esetek), mélyebb elhelyezkedés esetén a szemcsében marad (2. ábra „1”-es eset).
2. ábra A radon pórustérbe jutásának lehetséges módjai A pórustér tulajdonságaitól függően (méret, víztartalom, szomszédos szemcse távolsága) maradék kinetikus energiáját leadva a pórusközi térben lelassulhat (2. ábra „3, 5”-ös eset), vagy a szomszédos szemcsébe csapódhat (2. ábra „2”-es és „4”-es eset). Az onnan történő kijutására a becsapódáskor meglévő energiájától függően van lehetőség, ugyanis ha nem a szemcse felszínéhez közel lassul le, belefúródik a szomszédos szemcsébe, ahol megreked. A pórustér nedvességtartalma szintén jelentősen növeli a kilökődött szemcse lefékeződésének mértékét (2. Ábra „3”-as eset), ezáltal növelve a pórustérben található radon atomok számát [JR_28].
2.2.2. Emanációs tényező Az anyag nyitott pórusaiban található és a mátrixban összesen keletkezett radon, (amely megegyezik a Ra-226 aktivitáskoncentrációval) hányadosát emanációs tényezőnek (ε) nevezzük [JR_29]. 27
ARn ARa
(2.2.2-1)
A felsoroltakon kívül, az egyes szemcsék nagysága, valamint geometriája is döntően befolyásolja a belőle emanálódott radon mennyiségét, emiatt az anyag porozitása mellett a fajlagos felülettel is szoros kapcsolatba hozható a jelenség. A szemcséken belüli összetétel változásból adódó sűrűség, valamint a Ra-226 eloszlásának inhomogenitása is hatással van az emanációra [JR_30]. Látható, hogy rendkívül sok paraméter együttes hatása eredményeképpen alakul ki az emanációs tényező, mely mikroszkopikus szinten nézve szemcsénként eltérő, makroszkopikus léptékben azonban – homogén mátrixok esetén – jó jellemzője lehet az anyagoknak.
2.2.3. Radonpotenciál Az pórustérbe emanálódott radonnak lehetősége nyílik az egyes anyagokból (a dolgozat témájához kapcsolódóan), pl. az építőanyagokból való kijutásra. Ez a mennyiség jelenti azt a radon mennyiséget, mely – a teljes mennyiség kijutása esetén – a maximális kockázatot jelentheti az épületben, zárt terekben tartózkodók számára. Egy új, elterjedőben levő kockázatelemzési megközelítésként szokás számítani az egyes anyagokban maximálisan keletkező radon mennyiségét, az ún. radonpotenciált (Ω). A módszer előnye, hogy az anyag Ra-226 tartalmán felül az emanációs tényezővel is számol, így az anyagtól származó radon kockázat jobban szemléltethető. A radonpotenciál az alábbi formula segítségével számítható [JR_31].
CRa 226
(2.2.3-1)
Ahol: Ω radonpotenciál (Bq/kg), ε emanációs tényező CRa-226 Ra-226 aktivitáskoncentráció (Bq/kg)
Fontos megemlíteni a radonemanáció nedvesség-függését, hiszen a pórustérben lefékeződött radon atomok száma jelentősen megnő, amennyiben levegő helyett vízrétegen halad át a radon atom. Egyes anyagfajtáktól (és azok belső szerkezetének adottságaitól) függően akár 30-70 %-ot is elérhet az emanációs tényező. A növekvő víztartalom hatására egy emanációs telítési érték áll be. Ennek magyarázata, hogy a pórustérben megfelelően nagy pórusméret az összes szemcséből kijutott radon atom lefékeződik teljes szaturáció esetén, melynek valószínűségét a pórusvíz mennyisége növeli [JR_32]. Ez természetesen az anyagok radonpotenciáljára is kihat, azaz a megnövekedett nedvességtartalom nagyobb radontól származó radiológiai kockázatot jelenthet építőanyagok esetén. A gyakorlatban teljesen vízmentes állapotban csak nagyon szélsőségesen száraz időjárású területeken lehet számítani, azonban többségében az építőanyagok valamennyi 28
nedvességet tartalmaznak, ami az őket körülvevő környezeti tényezők hatására igen jelentősen változhat. Emiatt célszerű a nedvességtartalom befolyásoló hatásának meghatározása.
2.2.4. Radon migrációja és kijutásának folyamata az anyagból Csak a pórustérben levő radon atomok juthatnak ki diffúziós és konvenciós folyamatok révén az anyagból. A radon migrációja e két jelenség eredőjeként valósul meg. Az időegység alatt, egységnyi felületen kijutó radon mennyiségét a szakirodalom radonexhalációnak nevezi. Mértékegysége Bq/m2s-1. Az exhaláció hajtóerejét áramlásmentes (diffúziós modell) körülmények esetén Fick I. törvénye alapján a koncentráció gradiens határozza meg.
E D
C Rn dx
(2.2.4-1) x 0
A pórusvíz, illetve póruslevegő nyomáskülönbség hatására előidézett mozgása révén a pórustérben található radon is mozgásba kerül. Ennek hatására az áramlás mértékének függvényében kerülhet ki az eredeti közegből a radon. Úgynevezett filtrációs modellek segítségével a folyamat modellezhető [JR_33]. A radon viszonylag hosszú, 3,824 napos felezési ideje miatt az anyagi minőségtől, geometriától, kiterjedéstől, valamint belső szerkezettől függően az anyag belsejéből képes kijutni. Azt a rétegvastagságot, amely jellemzi a diffúziós mechanizmus útján a radon anyagból való kijutását, diffúziós úthossznak, vagy diffúziós rétegvastagságnak (l0) nevezzük és az alábbi képlet segítségével számíthatjuk:
l0
D
(2.2.4-2)
Rn
Ahol D a diffúziós tényező és λRn a radon bomlási állandója. A képletből egyértelműen látható, hogy a diffúziós úthossz anyagi minőség-függő [JR_31,34]. A diffúziós rétegvastagság döntően meghatározza az anyagból exhalálódó radon mennyiségét. Néhány jellegzetes építőanyag diffúziós állandóját és diffúziós rétegvastagságát a 14. táblázatban tüntettem fel [JR_35-36].
29
14. táblázat. Néhány jellegzetes építőanyag diffúziós állandója és diffúziós rétegvastagsága Anyag neve
Diffúziós állandó (cm2/s)
Diffúziós mélység (cm)
Cement
7,96×10-3
51,28
Talaj
1,4×10-2
68,01
Márvány
2,61×10-2
92,86
-2
Homok
3,69×10
Gipsz
2,35×10-2
88,11
Tufa
1,5×10-2
70,39
Mészkő
3,4×10-3
33,51
Tégla
3,5×10-3
34,01
Homokkő
1,3×10-2
65,53
Nehéz beton
7,0×10-3
48,08
110,42
Aszfalt
< 1,0×10
-4
< 5,74
Mész
5,69×10-2
137,11
Az anyagok radonexhalációját egydimenziós transzportot, álladó homogén eloszlású diffúziós tényezőt, áramlásmentes viszonyokat feltételezve, valamint az ismertetett befolyásoló tényezők figyelembe véve az alábbi összefüggéssel számíthatjuk
z E CRa 226 l0 tgh 0 l0
(2.2.4-5)
Ahol:
E
Radonexhaláció [Bqm2h-1]
ε
Emanációs tényező [dimenzió nélküli szám]
CRa-226
Ra-226 aktivitáskoncentráció [Bq/kg]
ρ
Sűrűség [kg/m3]
λ
Radon bomlási állandója [1/h]
l0
Diffúziós rétegvastagság [m]
z0
Anyag rétegvastagsága [m]
A formula az állandó mikroszkopikus és makroszkopikus tulajdonságok mellett figyelembe veszi a rétegvastagság változásból fakadó, radonexhalációt befolyásoló hatást [JR_31]. Az egyenlet segítségével egy, a téglafal diffúziós állandójának megfelelő, 2,3 kg/m3 sűrűségű és 100 Bq/kg Ra-226 aktivitáskoncentrációjú anyag exhalációs tényezőjét
30
számítottam eltérő falvastagság (0,05 – 0,5 m között), valamint változó emanációs tényezővel (10 – 50 %). A kapott elvi exhalációs profil az 3. ábrán látható.
3. ábra Elvi modell-téglafal számított exhalációs profilja Jól megfigyelhető, hogy ugyanazon anyag emanációs tényezőjének változása az exhalálódó radon mennyiségével egyenes arányban van. A falvastagság növekedésével egy telítési értéket figyelhetünk meg, mely felett nem tapasztalható további radonexhaláció növekedés. Ebben az esetben az anyagra vonatkozóan az exhalációnak szélső értéke van és látható, hogy az anyag szerkezete által okozott diffúziós befolyás, hatással van a kiáramló radon mennyiségére. Az anyagok felületegységre vonatkoztatott radonexhalációjának jellemzésére ez a szélsőérték használható, azonban az egyes diffúziós rétegvastagságok anyagfajtánkként és az anyag állapotától, szerkezetétől függően is változhat (nedvességtartalom, porozitás, őrlés, repedezettség, etc.). Porózus anyagok esetén a diffúziós tényezőtől függően jelentősen eltérő rétegvastagságokat kellene vizsgálni, mely komoly méréstechnikai problémákat vetne fel. Másik jellegzetes exhalációs szélsőérték abban az esetben definiálható, ha a minta vastagsága a diffúziós úthosszhoz képest elenyésző, ugyanis ekkor az összes emanálódott radon képes kijutni az anyag belsejéből. Ebben az esetben a minta mennyisége, illetve radonpotenciálja az, amely meghatározza az exhaláció mértékét. Ezt a jelenséget szabadexhalációnak nevezzük és a diffúziós úthossz 1-2 %-a esetén használható, ugyanis ebből a mélységből exhalálódó radon mennyiségét a bomlás nem befolyásolja számottevően a kidiffundáláshoz szükséges időtartam alatt [JR_36].
31
Célszerű az anyagoknak a tömegegységre vonatkoztatott fajlagos exhalációját megadni szabadexhalációs körülmények között, hiszen ilyen körülmények esetén nem a felület az, amely megszabja az exhalációt, hanem, a minta tömegétől és radonpotenciáljától függ az exhalálódó radon mennyisége. Az 3. ábrán jól látható, hogy vékony falvastagság esetén az anyagból exhalálódni képes radon bomlása nem jelentős. Porózus anyagok esetén 5 cm alatti rétegvastagságot javasolnak a szabadexhaláció mérésére, azonban amennyiben lehetőség nyílik rá, célszerű az egyes anyagoknak meghatározni a szabadexhalációra vonatkozó optimális tartományát [JR_37]. A gyakorlatban a beépítés módjától rendkívüli mértékben függ, hogy az alkalmazott rétegvastagság mekkora. Elvi megfontolásból ezért a szabadexhaláció mérése látszik célszerűnek, ugyanis az exhaláció csak a mért anyag tömegétől, Ra-226 tartalmától, az emanációs tényezőjétől függ és a radonpotenciálhoz hasonlóan csak egy tömegre vonatkoztatott fajlagos mennyiség.
2.2.5. Víztartalom radonexhalációt befolyásoló hatása A vízzel telt pórusok egyrészről növelik az emanálódott radon mennyiségét, másrészről pedig jelentősen megnehezítik a radon számára a diffúziót ez által jelentősen csökkenti a diffúziós mélységet [JR_34,38]. Porózus anyagoknál, vékony réteg esetén a nedvességtartalom növekedés okozta diffúziós állandó csökkenése az anyag porozitásának függvényében elhanyagolható is lehet, míg nagy mennyiségben alkalmazott építőanyagok esetén jelentősen csökkenhet az exhaláció mértéke a megnövekedett víztartalom hatására. Szabadexhalációs mérés esetén a diffúziós rétegvastagság változása igen kis hatással van az alkalmas rétegvastagságra, azonban célszerű figyelembe venni a pontatlanságok elkerülése érdekében.
2.3.
Radon az épületekben
Az épületekbe nemcsak az építőanyagokból juthat be a radon (4. ábra). Egyéb források:
Altalaj
Csapvízben oldott radon
Földgáz
Épületen kívüli levegő
32
4. ábra Radon épületbe való bekerülésének lehetséges útvonalai A legjelentősebb az épület alatti és annak közvetlen környezetében levő altalajában megtalálható radon fel- és beáramlása az épületbe [JR_39-40]. Talajtípustól függően akár 1-3 m mélységből is megtörténhet a feláramlás, míg repedezett talajok esetén nem ritka, hogy több 10 m-es mélységből is a felszínre, vagy a lakóépületbe kerülhet a gáz, például geogáz feláramlás esetében (pl. mátraderecskei mofetta) [JR_41]. A feláramlás mértékét a környezeti tényezők változásából (széljárás, hőmérséklet, talajvízszint változás, csapadék mennyisége és formája, Hold és a Nap gravitációs hatása okozta talajvízszint árapály jelenség, stb.) adódó nyomáskülönbségek rendkívüli mértékben befolyásolják. A feláramló radon az épület kialakításától, valamint a felhasznált anyagok anyagi minőségétől, szerkezetétől függően kerülhet be az 5. ábrán szemléltetett módokon. A talajvíz csökkentheti az exhaláció mértékét, hiszen folytonos vízréteget képezve meggátolja a mélyebben keletkezett radon feláramlását. A talajvízszint-változás a talajlevegőre pumpáló hatást gyakorol, mely szintén az exhaláció emelkedését-csökkenését eredményezi [JR_42].
33
5. ábra Radon épületbe való bekerülésének lehetséges útvonalai A vezetékes víz radon tartalma szintén hozzájárul az épület radon-koncentrációjához, mely melegítés, főzés, fürdés, zuhanyzás révén kerül be a légtérbe [JR_43]. A földgáz radon tartalma a tároló kőzet minőségétől függ, azonban magasabb kockázat inkább a gázfeldolgozás során használt épületek esetén figyelhető meg. Lakossági felhasználás során a földgázzal a radon is bekerülhet a lakótérbe [JR_44]. Az épületen kívüli radon-koncentráció általában a légköri keveredési és hígulási folyamatoknak köszönhetően igen alacsony, néhány Bq/m3 [BR_2]. Uránbányászat során a természetes koncentrációnál magasabb, de ipari feldolgozás esetében nem gazdaságos urántartalmú meddőkőzet felszínre kerülése és a bányaüregek radon kibocsátásának eredményeképpen lehet magasabb radon aktivitáskoncentrációt mérni a szabadban [JR_45]. A beltéri radon-koncentrációt igen jelentős mértékben befolyásolja az adott helyiség légcsere tényezője (a teljes légtérfogat egységnyi idő alatt bekövetkező kicserélődésének mértéke [1/h]), valamint a szellőztetés mértéke. Újonnan épített lakások esetén alacsony légcsere tényezőre törekednek az épület fűtésének tervezésénél. Amíg a fűtés költségére a légtömörség (pl. Blower-Door) vizsgálat eredményeképpen kapott alacsony légcsere-tényező kedvező, addig a kialakuló radonszintek esetében kedvezőtlen a jó légzárású épület. A korlátozott légcsere eredményeképpen akár két nagyságrendi eltérés is megfigyelhető ugyan azon belső tér radon-koncentrációja eltérő szigetelési viszonyok között. A légcsere tényező fokozását radonmentesítési eljárásoknál is előszeretettel alkalmazzák [JR_46-49]. .
34
3. Jogi szabályozás nemzetközi és hazai helyzete 3.1.
Nemzetközi viszonyok
Az IAEA (International Atomic Energy Agency – Nemzetközi Atomenergia Ügynökség) alapszabályában (IBSS) munkahelyeken 1000 Bq/m3-es aktivitáskoncentrációban szabta meg a maximális radon szintet [BR_6]. Az
EU
sugárvédelmi
alapszabályzata
(BSS)
szerint
azon
munkahelyek,
munkafolyamatok azonosítása is szükséges, melyeknél a természetes eredetű sugárzásoktól jelentős mennyiségű dózist kaphatnak a dolgozók. Az ilyen jellegű potenciális munkahelyek felsorolása megtalálható a BSS-ben, azonban radonra vonatkozó cselekvési szintet konkrétan nem határoz meg, csak 500 – 1000 Bq/m3 éves átlagot javasol [BR_26]. A lakások radon szintjét az IBSS 200 – 600 Bq/m3 éves átlagkoncentrációban javasolja korlátozni. A BSS azonban 200 Bq/m3 éves átlagkoncentrációt javasol új épületekre (lakó- és középület), míg meglévőkre 300 Bq/m3-t [BR_27]. A WHO 2009 ajánlása új épületekre 100 Bq/m3, míg meglévőek esetén 300 Bq/m3 átlagos radon aktivitáskoncentráció a mérvadó. A dózisbecslés során 10 mSv/év többletdózis 300 Bq/m3 esetén következik be [BR_2]. Az adott ország a szabályozás során maga dönt, hogy melyik ajánlást tekinti mérvadónak, a 15. táblázatban az elmúlt közel 2 évtized legfontosabb radon szintekre vonatkozó ajánlásait tüntettem fel [BR_2,6,15,28-30]. 15. táblázat: Az elmúlt közel 2 évtized legfontosabb radon szintekre vonatkozó ajánlásai Ajánló szervezet
Ajánlás éve
Ajánlott radon szint [Bq/m3] Munkahely
Lakások 4 pCi/l 148 Bq/m3
EPA
1993
ICRP 65
1993
500 – 1500
200 – 600
IAEA SS 115
1996
1000
200 – 600
BSS
1996
500 – 1000
200 – 400
ICRP 103
2007
1000
600
UK HPA
2009
ICRP 109, UNSCEAR
2009
WHO
2009
100 1000
300 100
Az építőanyagok beépíthetőségére vonatkozó radionuklid tartalommal kapcsolatos EU-s ajánlást az 1.5. fejezetben fejtettem ki. 35
3.2.
Magyar helyzet
Magyarországon a sugárterhelés figyelembevételével az első építőanyagokra vonatkozó rendeletet 1960-ban hozták, melyet mára már hatályon kívül helyeztek. A rendelet megtiltotta azon szénsalakok beépítését, melyek magas Ra-226 koncentrációval bírnak. Jelenleg nincs a magyar jogrendszerben az építőanyagok gamma-sugárzó izotópok aktivitáskoncentrációjára, illetve a beltéri radon-koncentrációra vonatkozó szabályzás. Ezt a hiányosságot mihamarabb szükséges lenne pótolni.
3.3.
A radonkérdés hazai jogi szabályozásának tervezett szakmai
koncepciója „A kérdéskör jogi szabályozásánál az atomtörvényből (16/2000. (VI. 8.) EüM rendelet az atomenergiáról szóló 1996. évi CXVI. törvény egyes rendelkezéseinek végrehajtásáról) kell kiindulni [BR_31]. Eszerint a szabályozásnak a radonkoncentráció lakó- és középületekben „elfogadható” szintjének megállapításán túl ki kell terjednie az építőanyagok és alapanyagok, továbbá az építési területek sugárvédelmi szempontból való korlátozására is.” [BR_4] Ennek megfelelően a tervezet főbb megállapításai (az ICRP korábbi ajánlásain alapulnak) a következők:
„a radon-koncentráció éves átlagára vonatkozó cselekvési szint meglévő épületeknél 400 Bq/m3, új épületeknél 200 Bq/m3;
a talajgáz radon-koncentrációjának 10 kBq/m3 alatti értéke esetén az épület tervezésénél nincs szükség külön szempontok érvényesítésére, 10 és 50 kBq/m3 között egyszerű tervezési óvintézkedésekre, míg 50 kBq/m3 felett összetett tervezési óvintézkedésekre van szükség;
az építőanyagok természetes radionuklid-koncentrációjánál az I indexnek 1-nél kisebb értéke mellett, a radontól származó potenciális sugárterhelés korlátozására az alábbi követelmény teljesítése is szükséges: CRa-226 <150 Bq/kg”
(3.3-1)
A radon-koncentráció megfelelő szinten tartásának előfeltétele a radiológiai szempontból megfelelő minőségű építőanyag [BR_4].
36
4. Radioanalitikai és anyagszerkezeti vizsgálatok Radionuklid-koncentráció meghatározása
4.1.
Az általam vizsgált minták főbb terresztriális és építőanyag minősítés szempontjából fontos radionuklidok aktivitáskoncentrációjának meghatározását a gamma-spektrometriai módszerrel végeztem.
Napjainkban
a
fejlett
méréstechnikai
lehetőségeknek
köszönhetően
a
nagytisztaságú félvezető detektoros (HPGe) gamma-spektrométereket használnak. A következő fejezetben a mérési módszer legfontosabb jellemzőit ismertetem.
4.1.1. Félvezető detektorok A környezeti minták főbb radionuklidjainak minőségi és mennyiségi analízisére félvezető detektorokkal ellátott gamma-spektrométerek használatosak. A félvezető detektorok alkalmazásának legnagyobb előnye, hogy energia felbontásuk megközelítőleg egy nagyságrenddel jobb, mint a szcintillációs detektoroké (~ 2 keV). Germániumban 2,8 eV, szilíciumban 3,6 eV energia elegendő egy ionpár keltéséhez, mely egy nagyságrenddel kevesebb, mint a gázionizációs-, és mintegy harmincszor kisebb, mint szcintillációs detektorok esetén. Ennek köszönhetően a keletkező töltéshordozók száma jóval nagyobb, mely kedvezően hat a mérési statisztikára és ez által a felbontásra is. Emiatt a detektor egymáshoz közel eső gamma fotocsúcsok szelektív meghatározására is alkalmas [BR_32]. A detektor mérési tartománya a tokozástól és az erősítési beállításoktól függően 30 keV – 10 MeV. A detektorban keltett töltéshordozókat erősítést követően sokcsatornás amplitúdó analizátor (MCA, Multi-Channel Analyzer) dolgozza fel. A modern MCA-k többfunkciós, összetett eszközök, melyek fő komponensei az ADC (analóg-digitál konverzió), memória, interfészek. A spektroszkópiai erősítőből érkező analóg jelek digitalizálását az ADC végzi el. Az MCA kimeneti digitális jeleit már PC-ken futó, megfelelő analizátor software-ek segítségével könnyedén feldolgozhatjuk. Mennyiségi analízis során abszolút vagy relatív módszer alkalmazható. Abszolút módszer esetén a detektor teljes energiatartományát lefedő, ismert aktivitású és összetételű kalibráló standard-re van szükség, ugyanis a félvezető detektor számlálási hatásfoka energiafüggő,
emiatt
szükséges
a
teljes
energiatartományra
kiterjedő
számlálási
karakterisztika meghatározása. Nagyon fontos követelmény, a meghatározni kívánt minta és a kalibráló etalon geometriai viszonyainak egyezősége (forrás alakja, kiterjedése, távolsága detektortól).
37
Relatív módszer esetén ismert aktivitású mintával meghatározzuk az egységnyi aktivitás által kiváltott csúcsterületet, majd az ismeretlen aktivitású minta megfelelő csúcsát kiválasztva, a csúcsterületeket összehasonlítva számoljuk az aktivitást. Az abszolút módszerhez hasonlóan ennél a metódusnál is fontosak a geometriai viszonyok, emellett az önabszorpciós viszonyok is, hiszen a mátrixhatás (összetételből és sűrűségből adódó önabszorpciós viszonyok) jelentősen befolyásolhatják a mérési eredményt. Főleg kis energiájú gamma-fotonok esetén jelentős [BR_32].
4.2.
A radon detektálása
A radon detektálására az évek során számos módszert dolgoztak ki, melyek alapelveiben is és a detektorok kialakításában, működési elveikben is sok esetben különböznek. Lehetőség nyílik a radon közvetlen és leányelemein keresztül történő meghatározására, mely során alfa-, béta, vagy gamma-sugárzásukat használhatjuk ki. Az egyes mérőrendszereket a körülményektől függően, kell kiválasztani és optimalizálni. Néhány radon-mérésre alkalmas, kutatásaim során használt mérőberendezés legfontosabb tulajdonságait a 16. táblázatban foglaltam össze. A táblázatban szereplő eszközök eltérő mérési tartományban és eltérő körülmények esetén jelentenek megfelelő megoldást. Az integráló módszereket nagyszámú, hosszú expozíciós idejű vizsgálatok esetén alkalmazzuk, amikor nincs szükség a dinamikusan változó paraméterek ismeretére, vagy nem célja a vizsgálatnak azok ismerete. A radon monitorok esetén az integrálási idő függvényében a dinamikusan változó paraméterek is vizsgálhatóak, valamint sok esetben az egyéb, radonkoncentrációra hatással levő paraméterek is rögzíthetőek. Beépített áramforrásuknak köszönhetően kihelyezhetőek energiaellátással nem rendelkező mérési helyszínekre is. Méréstartományuk, a megkívánt mérési érzékenység, valamint a mérés során adódó környezeti tényezők függvényében kell megválasztani a használni kívánt mérési módszert [WR_3-8, JR_50-51].
38
16. táblázat: Kutatásaim során használt radonmérésre alkalmas mérőberendezések Műszer típusa
ID
Radon monitor
ATMOS 12 DPX
Radon monitor
ALPHAGUARD 2000
Radon monitor
SARAD Scout
Radon monitor
SARAD RTM 2100
Detektálás elve Ionizációs kamra
Mérési tartomány
Specifikáció
1 – 0,1 MBq/m3 3
Ionizációs kamra
2 – 2 MBq/m
Leányelemek detektálása félvezető detektorral Leányelemek detektálása félvezető detektorral
1 – 10 MBq/m3
3
Folyamatos adatgyűjtés változtatható integrációs idővel Egyéb mérési paraméterek (T, p, relatív páratartalom) Alacsony koncentráció tartományban (< 10 Bq/m3) nagy szórás
Folyamatos és szakaszos mérésre is alkalmas (cellánként napi 1 mérés szakaszosnál) Alacsony KH Cellánként napi 1 mérés lehetséges
Radon monitor
PYLON AB5
PMT + Lucas cella
27,4 Bq/m –
ZnS (Ag) szcintillátor
LUCAS CELLA
PMT + Lucas cella
10 Bq/m3 –
Electret ion kamra (kondenzátor)
Töltési kapacitástól és expozíciós körülményektől függ
Pontos, de drága módszer, páratartalom érzékeny
Expozíciós körülményektől függ
Kis aktivitáskoncentrációnál csak hosszú expozíciós idő esetén ad pontos eredményt Olcsó, Légterek integrális vizsgálatára ajánlott
Passzív integráló
Passzív integráló
ELECTRET E-Perm
RADOSYS CR-39
Nyomdetektor
39
Kép
4.2.1. Radonexhaláció akkumulációs módszerrel való meghatározásának elvi alapjai A
radonemanáció
direkt
mérését
szekuláris
egyensúlyi
radon-koncentrációjának
meghatározásán keresztül végzik. Ennél az eljárásnál általában meghatározzák, a vizsgálni kívánt minta Ra-226 tartalmát, majd abból kis mennyiséget légmentesen lezárnak és a szekuláris egyensúly beállásához szükséges időtartamra (~ 27 nap) pihentetik. A szükséges időtartam leteltével az összes emanálódott radont egy, a mennyiségi meghatározásra alkalmas mérőberendezéssel detektálják. A kapott radon aktivitáskoncentrációja és a minta Ra-226 aktivitáskoncentrációjának ismeretében az emanációs tényező számítható. Az emanálódott radon a mátrix anyagi minőségétől és a környezeti tényezők függvényében folyamatosan exhalálódik a kialakult koncentráció gradiensnek megfelelően. A radonexhaláció meghatározására a legelterjedtebb az ún. akkumulációs módszer, mely során az exhalálódott radont egy zárt edény segítségével összegyűjtik és az eltelt idő, a bomlás, valamint a radon-koncentráció ismeretében határozzák meg. E
C V 1 e t
(4.2.1-1)
Ahol: E az exhaláció, C a mért aktivitáskoncentráció; V az akkumulációs térfogat, λ bomlási állandó, t az akkumulációs időtartam. A radonexhaláció állandó paraméterek és forráserősség mellett konstans érték. Az akkumulációs térben található radon-koncentráció emelkedése a gáz bomlása révén nem lineáris, egy határértékhez tart, mely nem más, mint az anyaelem aktivitása, mely ~27 nap alatt áll be. Az akkumulációs térben található és összesen keletkezett radon közötti arány (K) az alábbi formula segítségével számítható.
1 e t K t
(4.2.1-2)
Az arányossági tényező segítségével az összes exhalálódott radon mennyisége számítható (meglévő és elbomlott) az idő függvényében, azaz az exhalációs konstans is (mely a kezdeti lineáris koncentrációnövekedésből kapható meg). Ahogy a korábbiakban tárgyaltam, a diffúzió hajtóereje a koncentráció gradiens. Ebből következik, hogy zárt tér esetén ez exhaláció csökken az akkumulációs idő függvényében, hiszen a mintán kívüli tér radon-koncentrációjának növekedése gátló hatást fejt ki a kiáramlásra, emellett nagy fajlagos felület esetén a pórusok felületi adszorpciója is egyre jelentősebb, mely csökkenti a mérhető radon-koncentrációt az akkumulációs térben. Ezt a
40
jelenséget a szakirodalomban Back Diffusion Effect-nek (továbbiakban BD), azaz „visszadiffúziós” hatásnak nevezik [JR_52]. Méréstechnikai szempontból elhanyagolható, ha a minta pórustérfogata kisebb, mint 10 % az akkumulációs kamra térfogatához viszonyítva [JR_53]. Az akkumulációs tér radon-koncentrációjának (analitikai koncentráció) változása idő függvényében az 6. ábrán látható. Egyszerű elvi megfontolás alapján a BD mértéke csökkenthető,
illetve
megelőzhető
a
lehető
legrövidebb
akkumulációs
időtartam
alkalmazásával, melyet a detektáláshoz használt műszer érzékenysége, kimutatási határa és természetesen a minta mennyisége és annak exhalációs tulajdonsága határoz meg. Az 6. ábrán jól kivehető a kezdeti időszakban megfigyelhető csekély eltérés a BD esetén tapasztalható görbénél, emiatt rövid (24 – 48 órás) akkumulációs idő esetén nem szükséges az effektív bomlásállandó (λeff) meghatározása, mely a radon bomlása mellett figyelembe veszi a BD okozta radon-koncentráció csökkenést is, elegendő csak a bomláskorrekciós faktor alkalmazása [JR_31,54].
eff BD
(4.2.1-3)
6. ábra Radon atomok számának változása akkumulációs térben exhaláció esetén az idő függvényében
4.2.2. Radonemanáció gyors meghatározása akkumulációs módszerrel A fajlagos exhaláció meghatározásával egyidejűleg lehetőség nyílik a minták emanációs tényezőjének meghatározására is, hiszen a kapott fajlagos exhaláció értékből a telítési, azaz a
41
szekuláris egyensúly esetén beálló radon-koncentráció az 4.2.1-1 képletbe a megfelelő akkumulációs időt behelyettesítve számítható. A minta Ra-226 tartalmának ismeretében az emanációs tényező számítható a mátrixban keletkezett összes és a szabadexhalációval az akkumulációs térbe jutott radon (amely nem más, mint Ω, azaz a radonpotenciál) hányadosaként. A módszer előnye, hogy egyetlen rövid (1 – 2 napos) akkumulációs méréssel a Ra-226 tartalom ismeretében a fajlagos exhaláció, emanációs tényező és a radonpotenciál meghatározható. További előnyként említhető, hogy lehetőség nyílik ugyanazon minta roncsolásmentes újramérésére. A mérendő minta mennyisége relatíve sokkal nagyobb lehet, hiszen a szabadexhaláció révén nincs számottevő hatása a rétegvastagságnak az exhalálódó radon mennyiségére, azaz a rövid akkumulációs idő esetén is elegendő radon tud fejlődni, hogy kellő pontossággal végrehajtható legyen a detektálás. A nagy mintamennyiség a mintavétel során előforduló inhomogenitásból származó mérési bizonytalanságot is tovább csökkenti. Az a felsorolt okok indokolták, hogy méréseim során végül az emanációs tényező meghatározását a fajlagos exhaláció méréseken keresztül végezzem.
4.3.
Anyagszerkezeti vizsgálatok bemutatása
Az emanációs és exhalációs tényezőket befolyásoló paraméterek (2.2 fejezet) között igen nagy hangsúlyt helyeztem a mátrix tulajdonságaira, azon belül is porozitásra, valamint az azzal szoros összefüggésben levő fajlagos felületre. A célkitűzés szerint agyagminták radonemanációjának és exhalációjának hőkezeléstől való függésének vizsgálatát tűztem ki célul. A hőkezelés okozta szerkezetváltozások nyomon követése magyarázatul szolgálhat az esetlegesen bekövetkező radonnal kapcsolatos paraméterek változására.
4.3.1. Röntgendiffrakciós fázisanalízis A röntgtendiffrakciós fázisanalízis során kristálykeverékek alkotóinak meghatározása zajlik. Az egyes homogén kristályos anyagok az anyagspecifikus térrácsukra jellemző, ún. reflexiórendszereket hoznak létre. Egy heterogén krisztallokomplexum reflexiórendszere az egyes kristályokhoz tartozó reflexió rendszerek interferenciájainak átfedésével alakulnak ki. A módszer segítségével kvalitatív és kvantitatív analízist egyaránt végezhetünk [BR_33]. Kvalitatív fázisanalízis: A vizsgálat során a felvett polikristályos reflexiórendszereket homogén polikristályos diffraktogrammokkal hasonlítják össze. Kvantitatív fázisanalízis: A kiválasztott reflexió integrált intenzitásából a vizsgált fázis térfogat és tömegaránya meghatározható [BR_34,55].
42
4.3.2. A fajlagos felület Az egyes mátrixok mikroszkopikus tulajdonságai (anyagi és szerkezeti egyaránt) határozzák meg az emanációs tényezőt. A fajlagos felület a szemcsék nagyságával, annak eloszlásával valamint a geometriai paramétereivel áll szoros kapcsolatban. Az emanációs tényező változásának vizsgálatához célszerű ezt a paramétert is vizsgálni. Kis nyomások esetén csak a kis pórusok telítődnek gázok, vagy gőzök molekuláival (kapillárkondenzáció), nagyobb pórusátmérő esetén nagyobb nyomásnál játszódik le a jelenség. A folyamat a nyomásviszonyok kiegyenlítődéséig tart. Nyomáscsökkenés esetén deszorpció játszódik le, azonban ekkor a nagyobb pórusok felületi borítottsága csökken először. Hengeres pórusok esetében a Kelvin-egyenlet (4.3.2-1) segítségével kiszámítható, hogy az adott relatív nyomáson milyen méretű pórusok töltődnek fel kondenzátummal [BR_35,38].
rk
2 V0 cos p R T ln p0
(4.3.2-1)
ahol:
V0:
Folyékony adszorptívum mól térfogata a mérés hőmérsékletén (m3/kmol),
σ:
Felületi feszültség (N/m),
R:
Egyetemes gázállandó (J/mol∙K),
r:
Kelvin-rádiusz (m),
φ:
Nedvesedési szög.
Az adszorptívum mennyisége többrétegű adszorpció esetén a Brunauer-Emmett-Teller által levezetett egyenlettel (BET-egyenlet) határozható meg [JR_56]. BET-egyenlet:
x (C 1) x 1 v (1 x) v m C vm C
(4.3.2-2)
ahol:
v:
Adszorbátum teljes mennyisége,
vm:
A teljes felület monomolekulás borításához szükséges adszorptívum,
C, x: Konstansok 43
4.3.3. Pórustérfogat A nyitott pórusok össztérfogata (látszólagos porozitás) a mikroszkopikus és makroszkopikus anyagszerkezetről ad információt. Az emanációs tényező porózus anyagok esetén jelentősen magasabb, mint ugyan olyan összetételű tömörebb anyagoknál. Mindemellett az exhalációra is jelentős hatással van, hiszen a radon diffúziós mélysége jelentősen növekszik [BR_37]. A pórusok összes térfogata meghatározható a közel telítési nyomáson adszorbeálódott fajlagos gáztérfogat átszámításával, folyadék térfogattá: V p Va b
(4.3.2-4)
ahol:
Vp:
Pórustérfogat (cm3 folyadék N2/g),
b:
Sűrűség konverziós faktor (1,5468·10-3 cm3 folyadék N2/cm3 gáz N2).
A pórustérfogat Barrett, Joyner és Halenda (BJH) elmélete alapján számolható ki az 1,7 és 300 nm közötti átmérőjű pórusokra [BR_36]. A BJH-elmélet feltételezi, hogy: 1. A pórusok henger alakúak. 2. A pórusok falán egy fizikailag adszorbeált réteg helyezkedik el, a pórusok belső része pedig kondenzátummal van feltöltve. A hengeres pórusok sugara – a BJH-elméletből kiindulva – két részből tevődik össze: rp rk t
(4.3.2-5)
ahol:
rp:
Aktuális pórussugár (nm),
rk:
Kondenzátummal töltött belső (Kelvin-) pórussugár (nm), ami a Kelvin –
egyenlet segítségével számolható ki,
t:
4.4.
Fizikailag adszorbeálódott molekularéteg vastagsága (nm) [BR_37].
Termikus analízis
Hevítés hatására az anyagokban fizikai és kémiai átalakulások mennek végbe. A termikus módszerek a hő hatására lejátszódó átalakulási folyamatok vizsgálatára alkalmasak [BR_38].
44
Összefoglaló néven termikus módszereknek nevezzük a hő hatására lejátszódó folyamatok vizsgálatára alkalmas módszereket
4.5.
Termogravimetria (TG), Derivatív termogravimetria (DTG)
Termogravimetriai (TG) vizsgálat során a minta közölt hő hatására történő tömegének változását regisztráljuk, mely minőségi, mennyiségi és szerkezet stabilitási információkat szolgáltat a vizsgálat anyagról. A TG görbe érzékenysége az egymást szorosan követő, vagy nagyon kis hőmérsékleti eltéréssel bekövetkező folyamatok esetén nem mindig ad megfelelő mennyiségű információt a mintáról. A TG görbe deriváltja lehetővé teszi a kis tömegváltozással járó, illetve az egymást átfedő folyamatok beazonosítását is [BR_39].
4.5.1. Differenciál – termoanalitika (DTA) A differenciál-termoanalitikai elemzés esetében a mintával és az inert anyaggal (pl. Al2O3) hőt közlünk és a folyamat során a hőmérsékletüket termoelemek segítségével regisztráljuk. A kapott információ segítségével az endoterm-exoterm átalakulásokat (fázisátalakulások, kristályszerkezet változások, disszociációs, dehidratációs reakciók, bomlásreakciók, oxidációs és redukciós folyamatok, stb.), azaz a mérhető entalpiaváltozással járó folyamatokat azonosíthatjuk. A szembekapcsolt termoelemekkel a hőmérsékletkülönbségek hatására bekövetkező termofeszültséget regisztrálhatjuk. Az entalpiaváltozással a regisztrált csúcsok alatti terület lesz arányos, az endotermexoterm reakció azonosítása a görbe lefutásának segítségével kerül megállapításra. Endoterm folyamat esetén a DTA csúcs lefelé fut, míg exoterm átalakulás esetén fölfelé irányuló lefutást tapasztalhatunk. A csúcsok helyei az egyes átalakulások regisztrálásán keresztül összetett anyagrendszerek azonosítására is alkalmas. A DTA kemence elvi vázlatos rajza az 7. ábrán látható. A DTA módszer alkalmazható agyagok – agyag tulajdonságú anyagok, ásványok vizsgálatára, fázisdiagramok felvételére, fázisátalakulások, polimorf átalakulások követésére [BR_37].
45
7. ábra DTA kemence 1 – mintatartó tégely,2 – referencia inert minta tégelye, 3 – fém tégelytartó, 4 – fűtőellenállások és hőszigetelő réteg, 5 – termoelem berendezések (M: minta, K: kemence hőmérsékletének mérése, R: referencia)
4.5.2. Derivatográfia A derivatográfia olyan összetett termoanalitikai módszer, amellyel a vizsgált minta hevítése során bekövetkező átalakulásokat kísérő hőenergia- és tömegváltozások egy mintával egyidejűleg meghatározhatók. Erre a célra alkalmas készülék a derivetográf, amely DTA-, TG-, T- és DTG-görbéket egyidejűleg rögzíti [BR_40].
46
II. KÍSÉRLETI RÉSZ A kísérleti részben bemutatom 27 különböző, Magyarországon üzemelő építőanyag gyár által használt agyagmintával végzett radiológiai, illetve ehhez kapcsolódó kiegészítő vizsgálatokat, valamint az elemzéseik során kapott eredményeket, következtetéseket. Az egyes vizsgálatok eltérő mintakezelést igényeltek. Az alkalmazott mérési módszerek egy részét optimalizálni kellett és egymás eredményeire épülve határoztam meg a megfelelő paramétereket. A kísérleti részben az egyes mintakezelési eljárásokat, az aktuálisan tárgyalt módszerek mindegyikénél külön ismertetem.
5. Mintavétel A célkitűzéseknek megfelelően olyan agyagokat gyűjtöttem, melyeket magyarországi építőanyag gyárak nagy mennyiségben alkalmaznak. Összesen 16 telephelyről 27 különböző fajtájú minta került begyűjtésre az ország különböző tájegységeiről. A Magyarországon működő jelentősebb tégla és építőanyag gyárak közel 2/3-ából sikerült eddig mintát beszerezni. Egyik célkitűzésem az országban felhasználásra kerülő tégla építőanyagok radiológiai elemzés volt. A mintavételi helyek és a gyűjtött minták azonosító kódjait az 8. ábrán tüntettem fel. A gyűjtött minták tömege minimálisan 2 kg volt, hogy elegendő legyen az összes tervezett vizsgálathoz.
8.ábra A megvizsgált agyagminták származási helyei és azonosító kódjai
47
6. Radioanalitikai vizsgálatok Gamma-spektrometriai vizsgálatok
6.1.
Mintaelőkészítés Mind a 27 agyagminta esetén ~1 kg-nyi mintát tömegállandóságig szárítottam, törőmozsárban 0,63 mm alá porítottam majd egy részét fóliával bélelt 600 cm3-es Marinelli-geometriájú, alumínium mintatartóba raktam, melyet légmentesen (teflonszalaggal tömített sűrű menetes fedéllel) lezártam. Ezt követően legalább 27 napig tároltam a lezárt mintákat, mely a Ra-226 és Rn-222 között beálló szekuláris egyensúly beállásához szükséges.
6.1.1. Gamma-spektrometria Az agyagminták főbb gamma-sugárzó izotópjainak meghatározását egy nagyfelbontású, ORTEC GMX40-76 HPGe típusú félvezető detektorral ellátott gamma-spektrometriás mérőberendezéssel végeztem [BR_42]. Detektor jellemzői:
Detektálási tartomány: 3 - 10 000 keV beállítástól függően.
Relatív detektálási hatásfok: 42 % (Co-60 1332,5 keV-os csúcs)
Felbontó képesség: FWHM = 1,95 keV (Co-60 1332,5 keV-os csúcs)
Rendkívül jó felbontás és csúcsszimmetria
A detektor 10 cm vastag falú, árnyékoló ólom toronyban helyezkedik el, mely 1 cm vastag acél köpennyel van kibélelve a háttér sugárzás elnyelésére. A spektrum felvételét egy Tennelec PCA-MR 8196 típusú sokcsatornás analizátorral végeztem. Az adatok kiértékelése ORTEC Meastro software alkalmazásával történt. A minták mérését megelőzően a detektor erősítés- és nagyfeszültség-beállításainak megfelelően meghatároztam a mérőrendszer energia kalibrációját, azaz az energiacsatornaszám
összefüggést,
mely
során
ismert
gamma-sugárzó
kalibrálóforrásokat
alkalmaztam (17. Táblázat). 17. táblázat A mérőrendszer kalibrálásához használt kalibráló források [BR_42] Izotóp
Gamma energia [keV]
Am-241
59,54
Cs-137
32,19
661,66
Co-60
1173,24
1332,50
48
Az erősítést úgy állítottam be, hogy a Tl-208 2614 keV-os gamma-vonala a spektrumon még észlelhető legyen. Az egyes építőanyag minták gamma-sugárzó radionuklidjainak meghatározása relatív módszerrel történt, mely során ismert aktivitáskoncentrációjú, körmérésen hitelesített balatoni iszap etalont használtam. A relatív méréshez az ismert összetételű és aktivitáskoncentrációjú referenciaanyag vizsgálata során kapott spektrumot hasonlítottam össze a meghatározni kívánt mintákéval. Az alkalmazás feltétele, hogy a mérés során a minták és az etalon geometriai viszonyai megegyezzenek, valamint az önabszorpciós és szóródási viszonyok hasonlósága érdekében hasonló mátrixhatású referenciaanyagot kell alkalmazni. A minták mérési ideje minden esetben 80000 s-volt [BR_32]. A minták Ra-226 aktivitáskoncentrációjának meghatározása leányelemein keresztült történt. Az Pb-214 izotópot 295 keV-os, míg Bi-214-et 609 keV-os gamma fotocsúcsa segítségével határoztam meg a minták 27 napos hermetikus elzárását követően. Ez az időtartam a Ra-226 és Rn-222 között beálló szekuláris egyensúlyhoz szükséges, ekkor a leányelem aktivitása megegyezik az anyaelemével. Th-232 esetében szintén leányelemein keresztül történik az azonosítás, azonban a toron és leányelemi között 6 perc elegendő az egyensúly felépüléséhez. Az Ac-228 esetén a 911 keV-nál, míg a Tl-208-nál 2614 keV-os energiájú vonalat használtam a meghatározáshoz. A K-40 esetében, a szakirodalom által javasolt, jól elkülönülő 1460 keV-os energiát használtam [JR_54]. Az ismert aktivitáskoncentrációjú etalonról felvett spektrumokon, az egyes radionuklidokhoz tartozó (háttérrel korrigált) beütésszámokat használtam az ismeretlen minták aktivitáskoncentrációjának meghatározásához, az alábbi összefüggés szerint:
AX
nmin ta metalon Aetalon mmin ta netalon
(6.1.1-1)
Ahol:
AX:
Aetalon: A vizsgált izotóp aktivitáskoncentrációja az etalonban [Bq/kg]
nminta: A vizsgált izotóp háttérrel korrigált beütésszáma a mintában [cps]
netalon: A vizsgált izotóp háttérrel korrigált beütésszáma az etalonban [cps]
mminta: A minta tömege [kg]
mminta: Az etalon tömege [kg]
A vizsgált izotóp aktivitáskoncentrációja a mintában [Bq/kg]
49
6.2.
Radon meghatározása
A vizsgálatok során a detektálandó radon mennyiségének meghatározását 1 dm3-es kivákuumozott Lucas-cellák segítségével végeztem. A Lucas-cella egy vékony ZnS(Ag) porréteggel bevont szcintillációs detektor, mely esetemben a radon és leánytermékeik bomlása során keletkező alfa-részecskék detektálására alkalmas. A kölcsönhatás eredményeképpen fény fotonok keletkeznek, melyeket egy fotoelektron-sokszorozó (továbbiakban PMT) segítségével elektromos impulzussá lehet átalakítani és a hozzá csatolt elektronikus egységek segítségével (erősítő, diszkriminátor, számláló, stb.) a keletkezett jelek megszámolhatók, melyek száma a cellában levő radon aktivitásával arányosak [JR_58]. A mintavételi folyamatok során a bemeneti szelep elé kötve a nedvességtartalom megkötésére CaCl2 töltetet, a leányelemek és a légáram által szállított apró résecskék kiszűrésére pedig speciális 1 µm pórusméretű Millipore gyártmányú mikro szűrőt helyeztem. A mintavételeket megelőzően minden esetben elvégeztem a cellák háttérmérését (3 × 1000 s), majd az áthajtást követően 3 óráig pihentettem a mintákat, hogy a radon és leányelemei közötti szekuláris egyensúly beállhasson. Ezt követően egy EMI gyártmányú PMT-hoz csatlakoztatott NP420P típusú, integrális üzemmódra állított egycsatornás analizátorral megszámláltam a mintától eredő beütésszámokat. A cellák számlálási hatásfokát ismert radon aktivitáskoncentrációjú levegő segítségével határoztam meg, melyet egy PYLON RN 2000A típusú, 105 ± 0,4 kBq emanációjú, passzív radonforrással állítottam elő egy 210,5 dm3-es légmentesen zárható Genitron EV 03209 típusú radon kalibrációs kamrában. A kalibráló hordóban az aktivitáskoncentrációt egy AlphaGUARD PQ2000 típusú radonmonitor segítségével ellenőriztem.
50
6.2.1. Radon mennyiségének számítása A detektált beütésszámok alapján a Lucas-cellában található radon aktivitását az alábbi képlet segítségével számítottam:
ARn
BH t c S 3 t
(6.2.1-1)
Ahol:
ARn
Lucas-cellában levő radon aktivitása (Bq)
B
Bruttó intenzitás (imp/s)
H
Háttér intenzitás (imp/s)
t
Mintavétel hatásfoka (mintavétel módjától függő, eltérő paraméter)
c
Lucas-cella számlálási hatásfoka (cellánként eltérő paraméter)
S
Tárolás
alatt
elbomlott
radon
bomláskorrekciós
tényezője
(S e ttárolási )
„3”
Az egy radon bomlást követő alfa részecskék száma egyensúly esetén
(beütésszám korrekciós faktor)
t
6.3.
A számlálás időtartama (s)
Radonexhalációs vizsgálatok
Az agyagminták radonexhalációjának meghatározását zárt akkumulációs módszerrel végeztem. Az 5.2.2 fejezetben foglaltak alapján a minták szabadexhalációját szándékoztam meghatározni, ugyanis ebben az állapotban csak a minta Ra-226 tartalma és emanációs tényezője (azaz a radonpotenciál) szabja meg az exhalációt. Sem a minta geometriai paraméterei, sem a mérőrendszer kialakítása nem lehet hatással elvileg az exhalálódó radon mennyiségére. Az exhalációs vizsgálatokat egy, általam készített akkumulációs karmával végeztem. Az akkumulációs tér közönséges befőttes üvegből került kialakításra, melynek fém kupakjába szelepeket és a mintavétel során a homogén radon-koncentráció biztosítására 12 V-os keverő ventilátort építettem be. A kiáramlott radon aktivitását Lucas-cellába történő cirkulációs mintavételt követően határoztam meg az 6.2.1 pontban leírtaknak megfelelően. Az akkumulációs mérőrendszer vázlatos rajza az IV. Függelékben látható.
51
A kapott értékekből az akkumulációs időtartam alatt bekövetkező bomlás figyelembe vételével számítottam az összesen exhalálódott radon mennyiségét illetve a fajlagos exhalációt az alábbi képlet segítségével. E
ARn m K t
(6.3-1)
Ahol:
E
Fajlagos exhaláció [mBq/kg h-1]
ARn
A radon aktivitása az akkumulációs térben [mBq]
m
A minta tömege
Δt
Akkumulációs idő [h]
K
Akkumuláció alatt elbomlott radon bomláskorrekciós tényezője
1 e takkumulációs K t akkumulációs
A kamrák radonzáróságát – a méréseket megelőzően – ismert aktivitáskoncentrációjú radonos levegővel végeztem, melyet a Lucas cellák kalibrálásához hasonlóan egy PYLON RN 2000A típusú 105 ± 0,4 kBq emanációjú, passzív radon forrással állítottam elő egy 210,5 dm3-es Genitron EV 03209 típusú radon kalibrációs kamrában. Az exhaláció vizsgálatok során a mintavétel több szakaszból állt. Első szakaszban a kivákuumozott Lucas-cellába szívattam kevertetés mellett az akkumulációs térből a levegőt és gumiballonból N2-nel egyenlítettem ki a fellépő nyomáskülönbséget. Ezt követően a ballon helyére csatlakoztattam egy radonzáró Genitron gyártmányú szivattyút és 1 liter/perces térfogatárammal 10 percig cirkuláltattam a mintát. Az akkumulációs kamra és a Lucas-cella összemérhető térfogata miatt volt szükséges a többlépcsős mintavételre, ugyanis a homogén radon-koncentráció csak rendkívül hosszú cirkulációt követően állhatott volna be, mely a cella radon leányelemivel történő kontaminációját eredményezi.
6.4.
Szabadexhaláció feltételeinek meghatározása
A szabadexhalációnak legfontosabb feltétele, (amikor az emanálódott összes radon képes exhalálódni), hogy a minta rétegvastagsága 1-2 % legyen a teljes diffúziós úthossznak. A paraméterek nem csak az anyag fajtájától, hanem az anyag állapotától is nagymértékben függenek. Emiatt száraz, porított és nedves agyag esetén is megvizsgáltam a rétegvastagság növelésének az exhalációra kifejtett hatását, azaz a rétegvastagság okozta diffúziós gátlást. A vizsgálatot az indokolta, hogy a lehető legnagyobb rétegvastagságot indokolt meghatározni, melynél a diffúziós gátlás még elhanyagolható, ugyanis az exhalálódó radon 52
mennyisége szabadexhaláció esetén csak a minta radon potenciájától és mennyiségétől függ. Magasabb radon-koncentráció esetén pedig nagyobb pontossággal detektálható az exhaláció, illetve az akkumulációs idő is szükség szerint rövidíthető. Porított minta esetén BSZ I. jelű agyagot használtam, melyet 1-től 15 cm-es rétegvastagságig növeltem 1 cm-enként. A mintákat tömörítettem. Minden rétegvastagság esetén 3 párhuzamos mérést végeztem, és a kapott eredmények átlagából számoltam az exhalációt tömegegységre vonatkoztatva. Nedves minta esetén d = 0,4 – 8,0 cm átmérőjű gömb, valamint 0,4 cm átmérőjű alakú próbatesteket formáztam (összesen 11 átmérő) és helyeztem el az akkumulációs térben egymástól elkülönítve (felfüggesztve, vékony sűrűn perforált radon áteresztő fóliarétegekkel elválasztva), hogy minimálisra csökkentsem a próbatestek felszíni kontaktját (9. ábra). Ennél a vizsgálatnál is 3 párhuzamos mérés átlagából számoltam a fajlagos exhalációt. A kapott eredmények alapján számoltam a szekuláris egyensúly esetén beálló radon aktivitáskoncentrációt és a minták Ra-226 tartalmának ismertében az elvi emanációs tényezőket. Az elvi emanációs tényező csak szabadexhaláció esetén releváns.
9. ábra Különböző geometriájú agyag mintatestek mérési elrendezései A rétegvastagság vizsgálatok során sikerült igazolni, hogy porított mintáknál 15 cm-es rétegvastagság esetén és földnedves próbatesteknél 1,0 cm átmérő esetén nem jelentkezik jelentős gátló hatás. Emiatt a további kísérletek tervezésénél az alkalmazott mintavastagságok az említett mérettartományon belül estek.
53
6.5.
Agyagminták fajlagos exhalációjának és emanációs
tényezőjének maghatározása szabadexhalációs módszerrel A gamma-spektrometriai vizsgálatokat követően a Marinelli-geometriájú edényekben található porított 27 agyagminta szabadexhalációját mértem meg akkumulációs módszer segítségével az 6.3 fejezetben ismertetett módon. Szakirodalmi feljegyzések alapján porózus anyagok esetén 5 cm mintavastagság esetén a mátrix okozta diffúziós gátlás mértéke elhanyagolható, emiatt kísérleteim során ügyeltem arra, hogy az ajánlott vastagságot ne lépjem túl. A fajlagos exhaláció függvényében számítottam a szekuláris egyensúly esetén beálló egyensúlyi radon-koncentrációt és a gamma-spektrometriai vizsgálatok során kapott Ra-226 aktivitáskoncentrációk segítségével az emanációs tényezőt is meghatároztam.
6.6.
Fajlagos exhaláció nedvességtartalom függésének vizsgálata
Az emanációs tényező nedvességtartalom függésének érdekében 0,4 cm átmérőjű és 5 cm hosszúságú
(száraz
tömegre
vonatkoztatva)
25
%
nedvességtartalmú
földnedves
agyagpálcikákat extrudáltam. Ez a mérettartomány belül esik a porózus anyagok esetén ajánlott 5 cm-es vastagságon, azonban a relatíve magas nedvességtartalomra való tekintettel csökkentettem a próbatestek átmérőjét 0,4 cm-re. A próbatestek megfelelő szilárdságúak voltak, emiatt alakjukat tartották. Az akkumulációs térbe szabálytalan elrendezéssel helyeztem a mintákat, emiatt laza szerkezetű volt, mely kedvezett a szabadexhaláció biztosításának, valamit a mintavétel során is lehetővé tette a radonban dús levegő homogén eloszlásának biztosítását is. A 25 % fölötti víztartalom hatásának vizsgálata során ~50 %-ig növeltem a víztartalmat, mely eredményeképpen híg masszát kaptam. A masszát az akkumulációs edény aljára öntöttem 1 cm-es maximális vastagságig. A víztartalom-függés meghatározása során ugyanazon minta fokozatos szárítását hajtottam végre, oly módon, hogy az akkumulációs kamra digitális mérlegen volt elhelyezve. A homogén száradás érdekében a kamrák külső felületét enyhén melegített levegővel fűtöttem és a nyitott felsőrészen kisméretű ventillátorral biztosítottam a légkevertetést. A megfelelő súly elérését követően legalább 2 napra lezártam a kamrákat, hogy a mintákban a víztartalom homogén eloszlású legyen. Azt követően N2-vel öblítettem át a kamrákat és megkezdtem az akkumulálást. A víztartalomfüggést 0 és 50 %-os száraz tömegre vonatkozatott víztartalom intervallumon vizsgáltam összesen 20 különböző nedvességtartalomnál.
54
Az egyes víztartalmakhoz tartozó exhalációt száraz tömegre vonatkoztattam és 3 párhuzamos mérés átlagaként kaptam meg. A kapott fajlagos eredmények alapján az emanációs tényezőt is meghatároztam.
6.7.
Agyagminták hőkezelése
6.7.1. Minta előkészítés Kutatásaim fő célkitűzése az agyagminták radonemanáció és radonexhaláció függésének meghatározása volt eltérő hőmérsékletű hőkezelések esetén. Ennek érdekében nagy mennyiségű, teljesen homogén összetételű (víztartalom, összetétel, Ra-226 eloszlás) nedves agyagra volt szükség. A TKV jelű agyagból egy fazekasműhelyben a mintavételt követően 50 kg-ot előzetesen homogenizáltattam. Ezt követően nagy mennyiségű (szárazanyag tartalomra vonatkoztatva ~20 kg) 0,4 cm átmérőjű és 5 cm hosszúságú pálcikákat extrudáltam, melyet szobahőmérsékleten légkevertetés mellett légszárazra, majd szárítószekrényben 105 °C-on tömegállandóságig szárítottam. A kétlépcsős szárítást a hirtelen száradás miatt kontrakcióból eredő repedezés elkerülése indokolta. A szárítás követően 1-1 kg száraz mintát hőálló acéltálcában előmelegített égetőkemencében hőkezeltem. A kiégetés időtartama minden esetben 4 óra volt. A mintákat az égetést követően a kemencében hagytam, míg szobahőmérsékletre hűlt vissza. A lassú hűtés célja a mintán belüli hirtelen bekövetkező, inhomogén hőmérsékletkülönbségből adódó feszültségek elkerülése volt, mely repedezettséget eredményezhet. A hőkezelés 100 – 950 °C között történt összesen 13 különböző hőmérsékleten. A hőkezelést követően meghatároztam a minták fajlagos exhalációját és emanációs tényezőket is számítottam a kapott értékből.
55
7. Kiegészítő, belső szerkezeti vizsgálatok 7.1.
Röntgendiffrakciós fázisanalízis
A röngtgendiffrakciós fázisanalízis vizsgálatot a Pannon Egyetem Szilikát- és Anyagmérnöki Tanszékén hajtották végre. A röntgendiffraktogramok felvétele egy Philips PW 1050/25 típusú berendezéssel történt (CuKα sugárzás 40 kV, 25 mA). Az eredmények kiértékelését dr. Eniszné dr. Bódogh Margit végezte.
7.2.
Fajlagos felület és porozitás vizsgálat
A radonemanáció és radonexhaláció is nagymértékben függ az anyag belső szerkezetét meghatározó paraméterektől, mint például a fajlagos felülettől, pórustérfogattól, pórusok méret szerinti eloszlásától. Az említett paraméterek ismerete elengedhetetlen feltétele a különböző hatások által okozott emanációs és exhalációs paraméterek változásának megértéséhez, igazolásához.
7.2.1. Porozitás és fajlagos felület meghatározása 100 nm alatt A mikropórusok meghatározásához egy Micromeritics ASAP 2000 típusú berendezést használtunk. Az eszköz a 100 nm alatti mérettartományban található pórusok meghatározására alkalmas. A vizsgálandó mintából 1-2 g-ot mértünk be és a minta pórusainak a felületén megkötött gázok eltávolítása érdekében 100 °C-ra hevítve, vákuum (P < 0,75 mmHg) segítségével távolítottam el a kötött gázokat. Az adszorpciós és deszorpciós izotermákat cseppfolyós N2 gáz segítségével vettük föl és a fajlagos felületet, valamint a mikro porozitást a BET-elmélet alapján számítottuk [JR_56].
7.2.2. Porozitás és fajlagos felület meghatározása 100 nm felett A mikropórusokat egy SMH6 típusú higanyos poroziméterrrel határoztuk meg. A mérést zavaró és kötött gázok eltávolítása szintén vákuum (< 0,01 mmHg) segítségével történt, szobahőmérsékleten. A mintatartóba ~ 5 g minta került bemérésre. A mérőedényt higannyal feltöltve a nyomás függvényében (0-750 000 mmHg tartományban) a kapillárisban mértem a higanyszint csökkenését és a kapott eredményekből számítottuk a pórustérfogatot [JR_59-60].
56
7.3.
Termogravimetriás mérések
A termogravimetriás analízis során korund mintatartóba helyeztünk ~500 mg porított mintát. A
hőmérsékletváltozás
során
bekövetkező
folyamatok
eredményeképpen
történő
tömegváltozást MOM derivatográffal vizsgáltuk állandó nyomáson, 10 °C min-1 felfűtési sebességgel.
7.4.
Pásztázó elektron mikroszkópos felszíni morfológia vizsgálat
A minták felszíni finomszerkezeti vizsgálatához Philips XL 30 típusú környezeti pásztázó elektronmikroszkópot (ESEM, environmental scanning electron microscope) alkalmaztunk. Az ESEM-ben minden esetben friss törési felületet vizsgáltunk. Tájékozódásul először fénymikroszkóppal néztük át a mintákat, majd a minták felületét úgynevezett környezeti üzemmódban pásztáztuk át. Ebben az üzemmódban az elektronoszlop nagy vákuum alatt, a mintakamra pedig alacsony vákuum (0,1 és 20 mmHg között) alatt van. A minták ilyenkor nem igényelnek komoly előkészítését (víztelenítés, vezetőréteggel való bevonás). A megfelelő felbontás meghatározása után 100-, 500- és 1000 × es nagyítással felvételeket készítettünk [BR_43].
57
III. EREDMÉNYEK 8. Magyarországi építőanyag gyárakban használt agyagok radiológiai elemzése 8.1.
Gamma-spektrometriai vizsgálatok eredménye
A gamma-spektrometriai vizsgálatok eredményeképpen az agyagmintákban a Ra-226 tartalom 16,1 ± 3,4 és 104,7 ± 17,4 Bq/kg között változott 36,1 ± 6,6 Bq/kg-os átlagértékkel. A Th-232 esetében a mért értékek 31,1 ± 6,5 és 48,6 ± 10,7 Bq/kg között változtak, 39,6 ± 8,5 Bq/kg-os átlaggal. A K-40 izotóp esetében a kapott eredmények 533,8 ± 69,2 és 1126,5 ± 117,5 Bq/kg között változtak, melyek átlaga 803 ± 98 Bq/kg-nak adódott (18. táblázat). A vizsgált minták (27 db) Ra-226 tartalma 12, a Th-232 koncentrációja 3, K-40 tartalma pedig 27 (azaz az összes) esetben meghaladta az építőanyagokra vonatkozó átlagos radionuklid koncentrációt (Ra-226 32 Bq/kg, Th-232 45 Bq/kg, K-40 412 Bq/kg) [BR_1]. Agyagok esetében a rádium 3, tórium egyetlen esetben sem, míg kálium esetében 25 volt nagyobb az átlagértéknél (Ra-226 50 Bq/kg, Th-232 50 Bq/kg, K-40 670 Bq/kg) [BR_23]. 18. táblázat: Vizsgálat agyagminták Ra-226, Th-232, K-40 aktivitáskoncentrációi és az építőanyagok, valamint agyagok világátlagának értékeivel való összevetés Aktivitáskoncentráció [Bq/kg] Ra-226
Th-232
K-40
Minta Minimum
16,1
31,1
533,8
Maximum
104,7
48,6
1126,5
Átlag
36,2
39,6
803,3
Világátlag Építőanyag
32
45
412
Agyag
50
50
670
> Építőanyag átlaga
12
3
27
> Agyagok átlaga
3
0
25
A Ra-226 és Th-232 izotópok aktivitáskoncentrációja nem mondható szokatlannak agyagok esetén. A K-40 tartalom azonban magasabbnak adódott a vizsgált minták esetén a kapott 58
eredményeket az 10. ábrán tüntettem fel, míg táblázatos formában a függelék V. pontja alatt található.
10. ábra: A vizsgált agyagminták Ra-226, Th-232 és K-40 aktivitáskoncentrációja
8.1.1. Agyagminták I-indexe A gamma-spektrometriai mérés során kapott aktivitáskoncentrációk ismeretében az építőanyagok beépíthetőségének feltétele, azaz az I-index már számítható volt. A kapott eredmények az 11. ábrán láthatóak, míg táblázatos formában a függelék V. pontja alatt találhatóak.
11. ábra: A vizsgált agyagminták I-indexe 59
A kapott értékek 0,40 és 0,81 között változtak 0,60-ás átlagértékkel. Mind a 27 vizsgált minta esetén a számított I-index érték alatta maradt az 1,0-es index-értéknek. A szigorúbb 0,5-ös indexnél csak 3 minta esetén adódott kisebbnek a kapott index. Összességében elmondható, hogy az összes vizsgált agyag alkalmas nagy mennyiségben alkalmazott építőanyagként való felhasználásra a kapott index értékek alapján, amennyiben a kevésbé szigorúbb (de a nemzetközi gyakorlatban elterjedten alkalmazott) 1,0es indexértéket tekintjük mérvadónak a beépíthetőség feltételeként.
8.1.2. Agyagminták radonexhalációja Az akkumulációs mérőrendszerrel vizsgált agyagminták radonexhalációja során a kapott értékek 31,0 ± 8,2 és 271,4 ± 12,9 mBqkg-1h-1 között változtak 70,3 mBqkg-1h-1-ás átlagértékkel. A legnagyobb exhalációs érték a BSZ I. jelű minta esetében volt tapasztalható, amelynek a Ra-226 aktivitáskoncentrációja is a legmagasabbnak adódott. A kapott értékek átlagosnak tekinthetőek. A vizsgált agyagminták fajlagos exhalációs tényezője az 12. ábrán látható.
12. ábra: A vizsgált agyagminták fajlagos exhalációja A fajlagos exhaláció értékekből számítottam a szekuláris egyensúly esetén beálló elvi radon
aktivitást
és
a
gamma-spektrometriai
mérések
során
kapott
Ra-226
aktivitáskoncentrációk ismeretében az emanációs tényezőt és a radonpotenciált is egyaránt meghatároztam. A kapott eredményeket az 13. diagramon tüntettem fel. Az emanációs tényező 8,0 ± 2,4 és 52,2 ± 7,6 % között változott, átlag: 27,1 ± 4,7 %. A mért emanációs tényezők megfelelnek a szakirodalomban található értékeknek [JR_27-28].
60
A radonpotenciál számítása során kapott eredmények 4,1 ± 1,1 - 36,1 ± 3,7 Bq/kg maximálisan emanálódó fajlagos radon-koncentráció között változtak, melyek átlaga 11,2 ± 1,7 Bq/kg volt. A kapott eredményeket az 13. ábrán tüntettem fel. A diagram alapján látható, hogy az emanációs tényező értéke igen jelentősen befolyásolja az exhalálódni képes radon mennyiségét, azaz nem feltétlenül jelent nagyobb kockázatot a magas Ra-226 tartalom abban az esetben, ha az emanációs tényező viszonylag alacsony. Példaként említhető erre az SMB jelű minta, melynél 85,4 Bq/kg-os Ra-226 koncentráció és esetén a radonpotenciál 13,76 Bq/kg, mely kisebb, mint a BSZGY I. jelű mintáé. A BSZGY I. jelű agyag Ra-226 tartalma 32,2 Bq/kg és 52,2 %-os emanációs tényezőjének köszönhetően az anyag radonpotenciálja 16,82 Bq/kg. A legmagasabb Ra-226 tartalmú, BSZ I. jelű minta esetén a kapott radonpotenciál 36,13 Bq/kg volt. A kapott adatok alapján kijelenthető, hogy a radontól eredő radiológiai kockázat az egyes anyagok esetén jól jellemezhető a radonpotenciál segítségével. Az akkumulációs mérési módszer alkalmazásával gyorsan, a szekuláris egyensúly beállásának kivárását elkerülhetően számítható az egyes anyagok emanációs tényezője és azon keresztül a radonpotenciál.
13. ábra: A vizsgált minták emanációs tényezője, radonpotenciálja és Ra-226 aktivitáskoncentrációja
61
9. Radonemanációt és exhalációt befolyásoló paraméterek meghatározása 9.1.
Szabadexhaláció meghatározása
A akkumulációs módszer alkalmazása különböző anyagok radonexhaláció tulajdonságainak meghatározására a fajlagos exhaláció mérésén keresztül csak a szabadexhaláció esetén lehetséges. Ez a paraméter az anyag tulajdonságitól függően eltérő lehet.
9.1.1. Porított minták szabadexhalációjának meghatározása Porított állapotban mért agyagok rétegvastagságtól függő fajlagos exhaláció (és a jó szemléltetés érdekében felületegységre vonatkoztatott) értékei az 14. ábrán láthatóak. Az eredmények alapján egyértelműen kijelenthető, hogy a rétegvastagság változása nincs hatással a fajlagos exhalációra a vizsgált intervallumban, azaz porított minták esetén akár 15 cm rétegvastagság is használható szabadexhaláció meghatározására.
14. ábra: A porított agyagminta fajlagos és felületi exhaláció függése a rétegvastagság függvényében
9.1.2. Nedves agyagminták szabadexhalációjának meghatározása A nedves TKV jelű agyagból készített próbatestek vizsgálata során kapott fajlagos exhaláció értékeket
az
15.
ábrán
ábrázoltam.
A
fajlagos
exhaláció
maximuma
0,4 – 1,5 cm átmérőjű próbatestek esetén figyelhető meg. Ebből következik, hogy az adott agyag esetén az 1,5 cm-nél vékonyabb mérettartomány alkalmas szabadexhaláció 62
meghatározására. Az átmérő növelésével ugyan az exhalálódó radon mennyisége nő, azonban a tömegegységre vonatkoztatott fajlagos exhaláció csökkenő tendenciát mutat (15. ábra).
15. ábra: Gömb alakú nedves próbatestek fajlagos exhaláció függése az átmérő függvényében
9.2.
Nedvességtartalom emanációs és exhalációs tényezőre
gyakorolt hatása A nedvességtartalom fajlagos exhalációjára gyakorolt hatásának vizsgálata során kapott eredmények az 16. ábrán láthatóak. Az előző fejezetben bemutatott eredmények alapján bebizonyosodott, hogy a nedves agyagminták esetében 1,5 cm mintavastagság alatt a szabadexhaláció mérhető, azaz a vizsgálathoz készített 0,4 cm átmérőjű pálcika alakú próbatestek is alkalmasak a szabadexhaláció vizsgálatára. Az ábrázolt eredmények egyértelműen mutatják a fajlagos exhaláció növekedését a növekvő víztartalom függvényében. Száraz állapotban 72,7 ± 2,1 mBqkg-1h-1-ról 190,8 ± 5,1 mBqkg-1h-1-ig, azaz 2,62-szere nőtt földnedves (~25 %-os) víztartalom esetén a fajlagos exhaláció. Alacsony víztartalomnál 0 és ~5 % között volt a legintenzívebb növekedés mértéke, a magasabb víztartalommal bíró tartományban a növekedés mértéke mérséklődött. A jelenség oka a pórusközi térben levő nedvességtartalom fékező hatása, mely a szemcsékből kilökődő radon atomok energiájának, a póruslevegőnél nagyságrenddel nagyobb elnyelő képességéből fakad. A fajlagos exhaláció eredményekből az emanációs tényezőt, és a radonpotenciált számítottam, melyek a szabadexhaláció változásával egyenesen arányosan módosultak. Az
63
emanációs tényező száraz állapotban 16,6 ± 0,5 %-ról 43,6 ± 1,2 %-ra nőtt, míg a radonpotenciál értéke 9,7 ± 0,3 %-ról 25,4 ± 0,7 %-ra módosult.
16. ábra: Eltérő geometriájú nedves próbatestek fajlagos exhaláció függése az átmérő függvényében A 0 – 25 % és 25 – 50 % fölötti tartomány értékei az 17. ábra jobboldalán láthatóak. Az eredmények alapján kitűnik, hogy a mért fajlagos exhaláció csökkent, amely csak a minták magas víztartalmából következő diffúziós gátlásból származhat, hiszen az emanáció a nedvességtartalom növekedésével egy telítési értékhez tart.
17. ábra: Gömb alakú nedves próbatestek fajlagos exhaláció függése az átmérő függvényében 64
A kapott eredmények alapján egyértelműen látszik, hogy igen jelentős eltérés tapasztalható ugyan azon anyag radonpotenciálja között az anyag víztartalmának függvényében. A minta vizsgálata során 25 %-os víztartalom esetén csaknem 3 szorosára emelkedett a pórustér radon-koncentrációja a száraz állapotra vonatkoztatva. Emiatt kijelenthető, hogy önmagában nem elegendő a száraz állapotban radonemanációs történő exhalációs tényező vizsgálat, ugyanis e paraméterek erősen nedvességtartalom függők.
9.3.
Hőkezelés emanációs és exhalációs tényezőre gyakorolt
hatása A hőkezelt minták esetén kapott fajlagos exhaláció értékeket az 18. ábrán tüntettem fel.
18. ábra: Fajlagos exhaláció hőkezeléstől való függése A kapott eredmények alapján egyértelműen látszik, hogy a minták fajlagos exhalációja és belőlük következően az azokból számított emanációs tényező és a radonpotenciál is jelentősen csökkent a kezdeti értékhez képest. Az alsóbb hőmérséklettartományban 100 – 200 °C között a próbatestek fajlagos exhalációja közel állandó volt. E felett, 200 - 300 °C között a mért érték erősen csökkent, megközelítőleg a felére esett vissza. A következő elkülönülő hőmérsékletváltozási szakasz 300 – 750 °C között figyelhető meg, ahol viszonylag egyenletesen csökkent a fajlagos exhaláció. A 750 °C feletti tartomány esetén az
65
exhaláció drasztikusan lecsökkent. A legmagasabb kiégetési hőfok (950 °C) esetén a kiindulási érték közel 3 %-át sikerült detektálni. A téglagyártás során az alkalmazott kiégetési hőmérséklet 800 – 900 °C között változik általában, azaz pont azon hőmérsékleti tartományban, ahol a vizsgált anyag radonexhalációja drasztikusan lecsökken. Az alkalmazott módszer érzékenységének köszönhetően alkalmas építőanyagok fajlagos exhalációjának mérésére. A kapott eredmények egyértelműen bizonyítják, hogy az építőanyagok különböző gyártási szakaszaiban a fajlagos exhalációs mérésekkel az egyes tényezők befolyása jól vizsgálható, lehetőséget nyújt az optimális, alacsony exhalációt eredményező állapot azonosítására.
10. Anyagszerkezeti vizsgálatok eredményei 10.1.
Röntgendiffrakció
A röntgendiffraktometriás vizsgálatokat a Pannon Egyetem Szilikát- és Anyagmérnöki Intézeti Tanszéke végezte. A vizsgálat során kapott diffraktogram a függelék VI. alatt található. A 2θ-szögek pozíciója alapján az összetételt, azaz egyes agyagásványokat azonosítottak. Mennyiségi elemzésük során az 19. táblázatban található összetételt határozták meg. 19. ábra: TKV jelű agyag összetétele Főbb alkotó agyagásványok
Részarány [%]
Kvarc
26
K-földpát
7
Na-földpát
10
Illit
12
Klorit
16
Muszkovit
23
Montmorrilonit
6
A kapott eredmények a főbb alkotók egymáshoz viszonyított arányát mutatja meg. Az elemzés értékelése alapján nagyon sok egyéb agyagásvány található a vizsgálatra kiadott TKV jelű agyagban, melyek azonosítása azonban csekély intenzitásuk és a diffraktogramon levő átfedésük miatt nem volt lehetséges. 66
10.2.
Pásztázó elektron mikroszkópos felületi morfológia vizsgálat
eredményei A hőkezelt agyagminta próbatestek felszínéről készített felvételei az 19. ábrán láthatóak.
19 / a,
19 / b,
19 / c,
19 / d,
19. ábra: Hőkezelt agyagminták (150 °C – 19 / a; 400 °C – 19 / b; 700 °C – 19 / c; 950 °C – 19 / d) felületének 1000×-es nagyítású ESEM felvételei Az 1000×-es nagyítású felvételeken jól megfigyelhető az agyagminták felszíni morfológiájának változása. A 150 °C-os hőkezelésnél még jól kivehetőek a szemcsék, pórusok, valamint „dombok és völgyek” figyelhetőek meg. A hőmérséklet emelkedésével a felszín folyamatosan átalakult, a pórusok és a felületi szemcsék a 400 és 700 °C-on kezelt minták esetében is láthatóak, azonban a felszín egyenletesebb, mely a szerkezetmódosulás egyértelmű jelére utal. A legmagasabb, 950 °C-on égetett mintánál már egy teljesen összeolvadt felületet lehet látni, amely a pórusok teljes záródásáról árulkodik. A kapott felvételek egyértelműen mutatják a magas hőmérsékleti tartományban bekövetkezett szerkezetmódosulást, póruszáródást és az exhaláció drasztikus csökkenését is vizuálisan is alátámasztják.
67
10.3.
Derivatográfia
A TKV jelű minta derivatográffal végzett analízise során a 20. ábrán látható TG, DTG, DTA görbéket kaptuk. A TKV jelű mintáról készített derivatogram elemzése során a teljes tömegcsökkenés 16,08 mg 5,36 % volt. Az első jelentős tömegcsökkenés 63,9 °C-nál található, mely a fizikailag kötött víz távozását mutatja. Ezután 399 °C-ig 1,81 %-kal (5,43 mg) csökkent a bemért minta tömege. Ebben az intervallumban a rétegközi víz távozása figyelhető meg, mely a DTG görbén a sűrű, és kis intenzitású csúcsok és völgyek szemléltetnek.
20. ábra: TKV jelű minta derivatográfia vizsgálata során kapott TG, DTG és DTA görbék A következő lépcső 403 – 798 °C között össztömegre vonatkoztatva 3,41 %-os csökkenést (10,22 mg) mutat.523,1 °C-nál egy ugrás figyelhető meg, mely a szerves anyagok bomlása során bekövetkező CO2 távozására utal. A 600 – 800 °C közötti tartományban a DTG és DTA görbék a szerkezeti vízvesztésre és egyes alkotók (pl. alacsony olvadáspontú földpátok) olvadáspontjára utal, mely a pórusok elzáródásáért felelősek. A legmagasabb hőmérsékleti tartományban 800 – 1000 °C között mindösszesen 0,42 mg tömegcsökkenés (0,14 %) volt megfigyelhető. A DTG és DTA görbéken 900 °C
68
fölött szerkezetmódosulásra utaló jeleket láthatunk, ami amorfizációra, azaz további, szerkezeti módosulást szenvedő agyagásványok jelenlétére utal.
10.4.
Porozitás, pórusátmérő és fajlagos felület
A porozitás, pórusátmérő és fajlagos felület változásának hőkezelési hőmérséklettől való függésé az 21. ábrán szemléletletetem. A kapott porozitás és fajlagos felületek a 300 nm alatti mérettartomány eredményeire vonatkoznak. A fajlagos felület a kiégetési hőmérséklet növelésével enyhén, míg a pórusátmérő nagyon kis mértékben ugyan, de csökkenő tendenciát mutat 750 - 800 °C-ig, ami felett azonban jelentős csökkenés tapasztalható. A görbe lefutásának magyarázatát a derivatográfiai adatokkal összevetve elmondható, hogy a rétegközi és szerkezeti víz, valamint a CO2 távozása nem okozott jelentős fajlagos felület és pórusátmérő csökkenést, azonban a földpátok és egyéb alacsony olvadáspontú agyagásványok okozta szerkezetmódosulás drasztikusan befolyásolja a vizsgált agyag porozitását, ugyanis a nyitott pórusok mennyisége igen nagymértékben lecsökken, melyet a 800 °C fölötti tartományban bekövetkező további amorfizálódás csak tovább fokoz. Az átlagos pórusátmérő növekedése a kis pórusok záródása miatt nem meglepő, jelentősége alacsony, a kezdeti összporozitáshoz viszonyított részaránya miatt nem számottevő.
21. ábra: Fajlagos felület, átlagos pórusátmérő és pórustérfogat változása a kiégetési hőmérséklet függvényében
69
A kapott fajlagos exhaláció karakterisztika lefutása az 22. diagram alapján nem magyarázható egyértelműen, kivéve, a 750 °C fölötti tartományt, ahol mind a pórustérfogat, mind pedig a fajlagos felület rendkívüli mértékben lecsökken.
22. ábra: Fajlagos felület, átlagos pórusátmérő, fajlagos exhaláció és pórustérfogat változása a kiégetési hőmérséklet függvényében A szerkezetmódosulás okozta fajlagos felület, pórustérfogat és az átlagos pórusátmérő a fajlagos exhaláció logaritmusának függvényében azonban erős korrelációt mutat. Mind a három vizsgált paraméter exponenciális kapcsolatban van a hőkezelt minták esetében mért fajlagos exhaláció logaritmusával, melyet a 23. ábrán látható fél-logaritmikus ábrázolás jól szemléltet. A legjelentősebben az összpórustérfogattól és a fajlagos felülettől függ a vizsgált minta fajlagos exhalációja.
70
23. ábra: Fajlagos exhaláció és a belső szerkezeti paraméterek összefüggése
71
IV. Összegzés Kutatásaim során áttekintettem az emberiségre ható legfontosabb természetes eredetű radioaktív forrásokra és hatásaikra vonatkozó szakirodalmat, különös tekintettel az építőanyagoktól eredő kockázati tényezőkre. Áttanulmányoztam a különböző ajánlásokat, korlátozásokat, rendeleteket, melyek a dolgozói, illetve lakossági sugárterhelés korlátozása érdekében születtek. Kutatásaim során 27 különböző magyarországi építőanyaggyárakban használatos agyag Ra-226, Th-232 és K-40 tartalmát vizsgáltam meg gamma-spektrometriás mérési módszerrel. A vizsgált minták (27 db) Ra-226 tartalma 12, a Th-232 koncentrációja 3, K-40 tartalma pedig 27 (azaz az összes) esetben meghaladta az építőanyagokra vonatkozó átlagos radionuklid-koncentrációt. Az eredmények alapján elvégeztem az agyagok I-indexének meghatározását. Mind a 27 vizsgált minta esetén a számított I-index érték alatta maradt a nagy mennyiségben alkalmazott építőanyag-kategória beépíthetőség feltételéhez tartozó 1,0-es index-értéknek. A szigorúbb 0,5-ös indexnél csak 3 minta esetén adódott kisebbnek a kapott index. Tehát összes vizsgált agyag alkalmas nagy mennyiségben alkalmazott építőanyagként való felhasználásra a kapott index értékek alapján, abban az esetben, ha a kevésbé szigorú (de a nemzetközi gyakorlatban
elterjedten
alkalmazott)
1,0-es
indexértéket
tekintjük
mérvadónak
a
beépíthetőség feltételeként. Új lakóépületekben a WHO által ajánlott 100 Bq/m3-es radon aktivitáskoncentráció a legszigorúbb, mely körültekintő anyagfelhasználás, építési területi adottságok megfelelő megválasztásával és kivitelezéssel érhető el. A nagy mennyiségben használt építőanyagok gyártása során célszerű már a kiindulási anyag radionuklid tartalmát és radonexhalációs tulajdonságait megvizsgálni, valamint az alkalmazott gyártási technológia során a belső szerkezetének változásait és az azzal összefüggő exhalációs tulajdonságokat is megvizsgálni. A szakirodalom áttanulmányozása során a szabadexhaláció mérése volt a legmegfelelőbb módszer a porózus anyagok radonexhalációs vizsgálatára, mely során csak a minta Ra-226 tartalma és emanációs tényezője (azaz a kettő szorzataként kapható radonpotenciál) az, mely alapvetően meghatározza az exhalálódó radon mennyiségét. A szabadexhaláció meghatározására, szakirodalmi leiratok alapján akkumulációs mérőrendszert építettem és a keletkező radont Lucas-cella, PMT és egycsatornás analizátor segítségével detektáltam. A számításoknál figyelembe vettem az akkumulációs idő alatt
72
bekövetkező radon bomlását. A szabadexhaláció és a Ra-226 tartalom ismeretében számítottam az emanációs tényezőt, valamint a radonpotenciált. Meghatároztam a szabadexhaláció feltételeit száraz, porított és földnedves agyag esetén is. Porminták esetén 15 cm rétegvastagságig nincs fajlagos exhaláció változás, míg nedves minták esetében 1 cm fölött szignifikáns csökkenés figyelhető meg, azaz a szabadexhaláció mérésére az 1 cm alatti tartomány alkalmas. Az emanációs tényező nedvességtartalom függését 0 – 50 % -os víztartalom intervallumban vizsgáltam 0,4 cm átmérőjű és 5 cm hosszúságú extrudált agyagpálcikák és agyagmassza segítségével 20 különböző nedvességtartalom esetén. Az emanációs tényező száraz állapotban 16,6 ± 0,5 %-ról 43,6 ± 1,2 %-ra,~2,62-szeresére nőtt. A 25 % fölötti tartomány esetében fajlagos exhaláció csökkenés tapasztalható, mely a víztartalom okozta diffúziós gátlás növekedésével magyarázható. Az emanációs tényező növekedésének hatására a radonpotenciál is jelentősen növekedett, emiatt kijelenthető, hogy önmagában nem elegendő a száraz állapotban radonemanációs, vagy exhalációs tényező vizsgálat, ugyanis e paraméterek erősen nedvességtartalom függők. Az agyagminták fajlagos exhalációjának hőkezelés hatására történő változását is vizsgáltam. Az alsóbb hőmérséklettartományban 100 – 200 °C között a próbatestek fajlagos exhalációja közel állandó volt. E felett, 200 - 300 °C között a mért érték erősen csökkent, megközelítőleg a felére esett vissza. A következő elkülönülő hőmérsékletváltozási szakasz 300 – 750 °C között figyelhető meg, ahol viszonylag egyenletesen csökkent a fajlagos exhaláció. A 750 °C feletti tartomány esetén a szabadexhaláció drasztikusan lecsökkent. 950 °C esetén a kiindulási érték mindössze 3 %-át sikerült detektálni. Kijelenthető tehát, hogy hőkezeléssel jelentősen csökkenthető az agyagok radonexhalációja. A hőkezelés során bekövetkező, radonexhalációval összefüggő belsőszerkezet változást is meghatároztam. Vizsgáltuk továbbá a hőkezelt minták fajlagos felület, átlagos pórusátmérő és összpórustérfogat változását, felületi morfológiáját, XDR fázisanalízis, valamint termogravimetriai vizsgálatokat is végeztünk (TG, DTG, DTA). A fázianalízis során relatíve sok, nehezen azonosítható agyagásvány jelenlétére utaló csúcsokat kaptunk, melyeket a derivatográfiai adatok is alátámasztanak. A felületi morfológiáról készített ESEM felvételek jól mutatják a szerkezetmódosulást, a pórusok záródását előidéző összeolvadást. A fajlagos felület, átlagos pórusátmérő és összpórustérfogat változás lineáris korrelációban van a fajlagos exhaláció logaritmusával. A vizsgált belső szerkezeti paraméterek közül az összpórustérfogat-változás csökkenése eredményezi legfőképpen a 73
vizsgálat agyagminta fajlagos exhalációjának csökkenését. Ez alapján kijelenthető, hogy az összpórustérfogat
(nyitott
pórusok)
csökkentése
radonexhalációja az építőanyagok gyártása során.
74
révén
csökkenthető
az
anyagok
V. IRODALOMJEGYZÉK Könyv/könyvrészlet: BR_1
UNSCEAR 2008 Report Vol I. Sources of Ionizing Radiation, Report to the General Assembly, with Scientific Annexes, United Nations, New York
BR_2
World Health Organization, 2009 WHO Handbook on Indoor Radon: A Public Health Perspective (2009)
BR_3
European Commission, Radiological Protection Principles Concerning the Natural Radioactivity of Building Materials, Radiation Protection Report RP-112, Luxembourg; (1999)
BR_4
Kerekes A., Kocsy G, A radonkérdés jogi szabályozása Magyarországon, III. Magyar Radon Fórum, konferencia kiadvány, 91-97 (2006)
BR_5
Kanyár B., Somlai J., Szabó D. L.: Környezeti sugárzások, Radioökológia Veszprémi Egyetem, Radiokémia Tanszék, Veszprém, 1996
BR_6
IAEA Safety Series No. 115, International Basic Safety Standards for Protection Against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation Sources, Vienna (1996)
BR_7
ICRP, 1990 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection, ICRP Publication 60. Ann. ICRP 21 (1-3) (1991)
BR_8
Internatioanl Atomic Energy Agency, Convention on Nuclear Safety, Legal Series No. 16, IAEA, Vienna (1994)
BR_9
P. P. Dendy, B. Heaton, Physics for Diagnostic Radiology, CRC Press. 3rd Edition (2010)
BR_10
P. J. Allisy-Roberts, J. Williams, Farr's Physics for Medical Imaging, 2nd Edition, Saunders Ltd. (2007)
BR_11
NCRP. Evaluation of the Linear-Nonthreshold Dose-Response Model for Ionizing Radiation. Publication 136, Bethesda (2001)
BR_12
ICRP, Low-dose Extrapolation of Radiation-related Cancer Risk, ICRP Publication 99. Ann. ICRP 35 (4) (2005)
BR_13
NCRP, Principles and Application of Collective Dose in Radiation Protection. NCRP Report No. 121, Bethesda (1995)
BR_14
Köteles Gy.: A sugárhatás késői következményei, Sugársérülések megelőzése és gyógykezelése, Zrínyi Kiadó, Budapest (1989) 75
BR_15
ICRP, 2007 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection (Users Edition). ICRP Publication 103 (Users Edition). Ann. ICRP 37 (2-4) (2007)
BR_16
ECRR, 2010 Recommendations of the European Committee on Radiation Risk, The Health Effects of Exposure to Low Doses of Ionizing Radiation Regulators’ Edition, Brussels (2010)
BR_17
Somlai J., Tarján S., Kanyár B.: Radioaktív sugárzások és környezetünk, Energia Klub Környezetvédelmi Egyesület, Budapest (2000)
BR_18
UNSCEAR 1993 Report, Report to the General Assembly, with scientific annexes. United Nations, New York (1993)
BR_19
NCRP, Exposure of the Population in the United States and Canada from Natural Background Radiation, NCRP Report No. 094, Bethesda (1988)
BR_20
UNSCEAR 2006 Report Vol II., Report to the General Assembly, with scientific annexes. United Nations, Vienna (2009)
BR_21
UNSCEAR 2000 Report Vol I. Sources of Ionizing Radiation, Report to the General Assembly, with Scientific Annexes, United Nations, New York
BR_22
IAEA, Technical Report Series No. 419, Extent of Environmental Contamination by Naturally Occurring Radioactive Material (NORM) and Technological Options for Mitigation, IAEA, Vienna (2003)
BR_23
IAEA Proceeding Series, Naturally Occurring Radioactive Material (NORM V): Proceedings of an International Symposium held in Seville, 19-22 March 2007, IAEA, Vienna (2008)
BR_24
H. Breuer: SH Atlasz Kémia, Springer-Hungarica, Budapest (1995)
BR_25
Nussbaum E: Radon solubility in body tissues and in fatty acids. In Research and Development report, University of Rochester, Rochester New York (1957)
BR_26
European Communities, Council Directive 96/29/EURATOM of 13 May 1996 laying down basic safety standards for the protection of the health of workers and the general public against the dangers arising from ionizing radiation, Official Journal of the European Communities (1996)
BR_27
Draft Euratom Basic Safety Standards Directive, Version 24 February 2010 (final)
BR_28
U.S. Environmental Protection Agency (EPA) 402-K92-001; Air Radiation (ANR-464), A citizen’s guide to radon 1993.
BR_29
ICRP, Protection Against Radon-222 at Home and at Work. ICRP Publication 65. Ann. ICRP 23 (2), (1993) 76
BR_30
E. J. Bradley, Programme to identify homes with high radon levels and to encourage radon remediation in homes in Flintshire, Health Protection Agency, HPA-RPD-037 (2008)
BR_31
16/2000. (VI. 8.) EüM rendelet az atomenergiáról szóló 1996. évi CXVI. törvény egyes rendelkezéseinek végrehajtásáról.
BR_32
Nagy L. Gy.: Radiokémia és izotóptechnika, Tankönyvkiadó, Budapest (1989)
BR_33
O. Brümmer, J. Heidenreich, K. H. Krebs, H: G: Schneider: Szilárd testek vizsgálata elektronokkal, ionokkal és röntgensugárzással, Műszaki Könyvkiadó, Budapest (1984)
BR_34
B. E. Warren: X-Ray Diffraction, Courier Dover Publications (1969)
BR_35
Liszi J.: Fizikai kémia, Veszprémi Egyetem, Fizikai Kémia Tanszék, Veszprém (1993)
BR_36
S. Lowell, Joan E. Shields, Martin A. Thomas, Matthias Thommes: Characterization of Porous Solids and Powders: Surface Area, Pore Size, and Density, Springer Netherlands, Volume 16 in the Particle Technology Series (2004)
BR_37
Jobbágy V., NORM anyagok radionuklid koncentrációját és emanációját befolyásoló paraméterek vizsgálata építőipari felhasználhatóság szempontjából, PhD dolgozat, Pannon Egyetem, Veszprém (2007)
BR_38
Kristóf J.: Analitikai kémia II-egyetemi jegyzet, Veszprém (1999)
BR_39
Peter J. Haines: Principles of Thermal Analysis and Calorimetry, Royal Society of Chemistry (2002)
BR_40
Schilling B., Szilikátok fizikai kémiája, Tankönyvkiadó, Budapest (1988)
BR_41
User Manual: ORTEC® GMX Series Coaxial HPGe Detector, Product Configuration Guide
BR_42
ICRP, I Publication 67, Age-dependent Doses to Members of the Public from Intake of Radionuclides: Part 2 Ingestion Dose Coefficients, Ann. ICRP 23(3-4) (1994)
BR_43
User Manual: FEI/Philips XL 30 FEG-SEM Operation Procedure
77
Tudományos folyóirat: JR_1
A. D. Wrixon, New ICRP recommendation (review), Journal of Radiological Protection, Vol. 28(2), 161–168, (2008)
JR_2
S. A. Romanov, Y.V. Zaytseva, Dosimetry of internal exposure of respiratory tract to incorporated plutonium, International Journal of Low Radiation, Vol. 2, 257-262, (2006)
JR_3
B. L. Cohen, A test of the linear no threshold theory of radiation carcinogenesis, International Journal of Environmental Research and Public Health, Vol. 53(2), 193-220, (1990)
JR_4
Gy. Köteles, E. Tóth, Gondolatok az ionizáló sugárzás kis dózisainak hatásáról, Fizikai Szemle, 394-400, (1999)
JR_5
R. H. Nussbaum, The linear no-threshold dose-effect relation: Is it relevant to radiation protection regulation? Medical Physics, Vol. 25(3), 291-299, (1998)
JR_6
W. M. Bonner: Low-dose radiation: Thresholds, bystander effects, and adaptive responses, Proceedings of the National Academy of Sciences, Vol. 100(9), 49734975 (2003)
JR_7
T. Makinodan, S. J. James, T cell potentiation by low dose ionizing radiation: possible mechanisms. Health Physics. Vol. 59, 29-34 (1990)
JR_8
V.R. Young, N. S. Scrimshaw, Genetic and biological variability in human nutrient requirements, American Journal of Clinical Nutrition, Vol 32, 486-500
JR_9
B. L. Cohen, Cancer Risk from Low-Level Radiation, American Journal of Roentgenology, Vol. 179, 1137-1143 (2002)
JR_10
F. Spurný, Radiation doses at high altitudes and during space flights, 8th International Symposium on Radiation Physics - ISRP8, Radiation Physics and Chemistry Vol. 61, 301–307, (2001)
JR_11
Nikl, The radon concentration and absorbed dose rate in Hungarian dwellings, Radiation Protection Dosimetry, Vol. 67(3), 225-228 (1996)
JR_12
M. Sohrabi, World high level natural radiation and/or radon prone areas with special regards to dwellings. 4th International Conference on High Levels of Natural Radiation (ICHLNR), Beijing, China, 3-7 (1997)
JR_13
A. K. Mohanty, D. Sengupta, S. K. Das, S. K. Saha, K. V. Van. "Natural radioactivity and radiation exposure in the high background area at Chhatrapur
78
beach placer deposit of Orissa, India." Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 75(1), 15-33 (2004) JR_14
R. Oliveira, C. E. V. Almeid, H. E. Silva, J. H. Javaroni, A. M. Castanho, M. J. Coelho and R. N. Alves, Brazilian Research in Areas of High Natural Radioactivity, 4th International Conference on High Levels of Natural Radiation (ICHLNR), Beijing, China, 3-7 (1997)
JR_15
M. Krishnan Nair, K. S. V. Nambi, N. Sreedevi Amma, P. Gangadharan, P. Jayalekshmi, S. Jayadevan, Varghese Cherian and K. Nair Reghuram, Population Study in the High Natural Background Radiation Area in Kerala, India, Radiation Research, Vol. 152, 145-148 (1999)
JR_16
G. Åkerblom, L. Hardell, M. Fredrikson, O. Axelson, On the exposure circumstances and some further risk estimates regarding leukemia in ages 0–19 years and exposure to ionizing radiation in homes of uranium-containing alum shale-based concrete, Natural Radiation Environment, Radioactivity in the Environment Vol. 7, 77 – 84 (2005)
JR_17
M. Omar, I. Sulaiman, A. Hassan, A. K. Wood, Natural radioactivity of building materials used in Malaysia, Radiation Protection Dosimetry, Vol. 124(4), 400 – 406 (2007)
JR_18
A. S. Mollah, G. U. Ahmed, S. R. Husain, M. M. Rahman, The natural radioactivity of some building materials used in Bangladesh, Health Physics. Vol. 50(6), 849– 851 (1986)
JR_19
B. Pantelica, I. I. Georgesecu, M. D. Murariu-Magureanu, I. Margaritescu and E. Cincu, Thorium determination in intercomparison samples and in some Romanian building materials by gamma ray spectrometry, Radiation Protection Dosimetry Vol. 97(2), 187–191 (2001)
JR_20
S. Risica, C. Bolzan, C. Nuccetelli, Radioactivity in building materials: Room model analysis and experimental methods, Scince of Total Environment. Vol. 272(1–3), 119 – 126 (2001)
JR_21
W Deng, K. Tian, Y. Zhang, D. Chen, Radioactivity in zircon and building tiles, Health Physics, Vol. 73(2), 369-372 (1997)
JR_22
Z. Wang, F. Steinhäusler, Elevated indoor exposure in Chinese carbon brick and cave dwellings Health Physics. Vol. 71(3), 374-378 (1996)
79
JR_23
J. Somlai, V. Jobbágy, J. Kovács, S. Tarján, T. Kovács, Radiological aspects of the usability of red mud as building material additive, Journal of Hazardous Materials, Vol. 150(3), 541 - 545 (2008)
JR_24
B. Mate, A. Csordas, M. Horvath, J. Somlai, T. Kovacs, Pb(Po)-210 concentration of tobacco samples grown in the vicinity of a remedied uranium mine. Radiation Protection Dosimetry, Vol. 46(6), 161 - 165 (2011)
JR_25
W. Schüttmann, Schneeberg lung disease and uranium mining in the Saxon Ore Mountains (Erzgebirge). American Journal of Industrial Medicine, Vol. 23(2), 355368 (1993)
JR_26
T. Kovács, Thoron measurements in Hungary, Radiation Protection Dosimetry, Vol. 141(4), 328-334 (2010)
JR_27
H. Sun, D. J. Furbish, Moisture content effect on radon emanation in porous media. Journal of Contaminant Hydrology, Vol. 18, 239-255 (1995)
JR_28
M. Y. Menetrez, R. B. Mosley, Evaluation of radon emanation from soil with varying moisture content in a soil chamber, Environment International, Vol. 22(1), 447-453 (1996)
JR_29
T. Sasaki, Y. Gunji, T. Okuda, Mathematical Modeling of Radon Emanation, Journal of Nuclear Science and Technology, Vol. 41(2), 142–151 (2004)
JR_30
J. Somlai V. Jobbágy, K. Somlai, J. Kovács, Cs. Németh, T. Kovács, Connection between radon emanation and some structural properties of coal-slag as building material, Radiation Measurements, Vol. 43, 73 – 76 (2008)
JR_31
López-Coto, J. L. Mas, J. P. Bolivar, R. García-Tenorio, A short-time method to measure the radon potential of porous materials, Applied Radiation and Isotopes Vol. 67, 133–138 (2009)
JR_32
Nabil M. Hassan, T. Ishikawa, M. Hosoda, K. Iwaoka, A. Sorimachi, S. K. Sahoo, J. Miroslaw, K. Chutima, H. Yonehara, M. Fukushi, S. Tokonami: The effect of water content on the radon emanation coefficient for some building materials used in Japan, Radiation Measurements, Vol. 46, 232-237 (2011)
JR_33
J. Wanga, O. Meisenberga, Y. Chenb, E. Kargc, J. Tschiersch, Mitigation of radon and thoron decay products by filtration, Science of The Total Environment, Vol. 409(19), 3613–3619 (2011)
JR_34
E. Straden, A. K. Kolstad., B. Lind, The Influence of Moisture and Temperature on Radon Exhalation. Radiation Protection Dosimetry, Vol. 7, 55 – 58 (1984)
80
JR_35
S. Surinder, K. Jatinder, S. Baldev, S. Jaspal, Radon diffusion studies in some building materials
using solid state
nuclear track detectors,
Radiation
Measurements, Vol. 30(4), 461 – 464 (1999) JR_36
G. Keller, B. Hoffmann, T. Feigenspan, Radon permeability and radon exhalation of building materials, Science of The Total Environment, Vol. 272(1–3), 85–89 (2001)
JR_37
S. A. Mujahid, S. Hussain, A.H. Dogar, S. Karim, Determination of porosity of different materials by radon diffusion, Radiation Measurements, Vol. 40(1), 106– 109 (2005)
JR_38
Cozmuta, E. R. Van der Graaf, R. J. De Meijer, Moisture Dependence of Radon Transport in Concrete, Measurements and Modeling. Health Physics, Vol. 85(4), 438 – 456 (2003)
JR_39
J. Vaupotič, A. Gregorič, I. Kobal, P. Žvab, K. Kozak, J. Mazur, E. Kochowska, D. Grządziel, Radon concentration in soil gas and radon exhalation rate at the Ravne Fault in NW Slovenia, Natural Hazards and Earth System Sciences, Vol. 10(4), 895-899 (2010)
JR_40
P. Bossew, G. Dubois, T. Tollefsen, Investigations on indoor Radon in Austria, part 2: Geological classes as categorical external drift for spatial modelling of the Radon potential, Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 99(1), 81–97 (2008)
JR_41
J. Somlai, Z. Gorjánácz, A. Várhegyi, T. Kovács, Radon concentration in houses over a closed Hungarian uranium mine, Science of the Total Environment, Vol 367(2-3), 653–665 (2006)
JR_42
J. E. Rowe, M. Kelly, L. E. Price, Weather system scale variation in radon-222 concentration of indoor air, The Science of the Total Environment, Vol. 284(1-2), 157 – 166 (2002)
JR_43
C. Kozlowska, A. Walencik, J. Dorda, W. Zipper, Radon in groundwater and dose estimation for inhabitants in Spas of the Sudety Mountain area, Poland, Applied Radiation and Isotopes, Vol. 68(4-5), 854–857 (2010)
JR_44
M.S. Al-Masri, R. Shwiekani, Radon gas distribution in natural gas processing facilities and workplace air environment, Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 99(4), 574 - 580 (2008)
JR_45
T. Šutej, M. Humar, R. Ilić, Outdoor radon monitoring around the Žirovski vrh uranium mine, International Journal of Radiation Applications and Instrumentation. Part D. Nuclear Tracks and Radiation Measurements, Vol. 17(1), 73 (1990) 81
JR_46
F. J. Maringer, M. G. Akis, H. Kaineder, P. Kindl, C. Kralik, H. Lettner, S. Lueginger, E. Nadschläger, W. Ringer, R. Rolle, F. Schönhofer, S. Sperker, H. Stadtmann, F. Steger, F. Steinhäusler, M. Tschurlovits, R. Winkler, Results and conclusions of the Austrian radon mitigation project ‘SARAH’, Science of The Total Environment Vol. 272(1–3), 159–167 (2001)
JR_47
A. Froňka, L. Moučka, Blower door method and measurement technology in radon diagnosis, International Congress Series, Vol. 1276, 377–378 (2005)
JR_48
M. Jiráneka, K. Rovenskáb, Limited applicability of cost–effectiveness and cost– benefit analyses for the optimization of radon remedial measures, Journal of Hazardous Materials, Vol. 182(1-3), 439 – 446 (2010)
JR_49
T. Katona, B. Kanyar, J. Somlai, Cost assessment of ventilation and averted dose due to radon in dwellings, Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 79(2), 223–230 (2005)
JR_50
Carlos Sainz, Luis Santiago Quindos, Ismael Fuente, Jorge Nicolas, Luis Quindos: Analysis of the main factors affecting the evaluation of the radon dose in workplaces: The case of tourist caves, Journal of Hazardous Materials, Vol. 145(3), 368–371 (2007)
JR_51
P. Kotrappa: Long term stability of electrets used in electret ion chambers. Journal of Electrostatics. Vol. 66, 407–409 (2008)
JR_52
P. Tuccimei, M. Moronic, D. Norcia, Simultaneous determination of 220
222
Rn and
Rn exhalation rates from building materials used in Central Italy with
accumulation chambers and a continuous solid state alpha detector: Influence of particle size, humidity and precursors concentration, Applied Radiation and Isotopes, Vol. 64, 254–263 (2006) JR_53
N. P. Petropoulos, M. J. Anagnostakis, S. E. Simopoulos, Building materials radon exhalation rate: ERRICCA intercomparison exercise results, The Science of the Total Environment, Vol. 272, 109 – 118 (2001)
JR_54
C. Cosma, F. Dancea, T. Jurcut, D. Ristoiu, Determination of
222
Rn emanation
fraction and diffusion coefficient in concrete using accumulation chambers and the influence of humidity and radium distribution. Applied. Radiation. Isotopes Vol. 54(3), 467-473 (2001) JR_55
E. M. El Afifi, N. S. Awwad: Characterization of the TE-NORM waste associated with oil and natural gas production in Abu Rudeis, Egypt, Journal of Environmental Radioactivity, Vol. 82(1), 7 – 19 (2005) 82
JR_56
S. Brunauer, P. H. Emmett. E. Teller, Adsorption of Gases in Multimolecular Layer, J. Journal of the American Chemical Society, Vol. 60(2), 309–319 (1938)
JR_57
W. A. Charewicz, A. Zebrowski, W. Walkowiak, B. Borek, A modified method for the determination of radioactive isotopes in building raw and construction materials with multichannel gamma spectrometry, Nukleonika, Vol. 45(4), 243–247 (2000)
JR_58
B. L. Cohen, Radon: characteristics, natural occurence, technological enhancement, and health effects, Progress in Nuclear Energy, Vol. 4, 1-24 (1979)
JR_59
T. Kovács, N. Kávási, Cs. Németh, J. Somlai, T. Vigh, G. Szeiler, S. Tokonami, H. Takahashi:
Radon
and
Thoron
Measurements
at
Special
Underground,
Circumstances, IRPA12 - 12th International Congress of the International Radiation Protection, Association, Buenos Aires – Argentina, 2008. 10. 19 – 24, Proceedings CD, JR_60
V. Jobbagy, J. Somlai, J. Kovacs, G. Szeiler, T. Kovacs, Dependence of radon emanation of red mud bauxite processing wastes on heat treatment, Journal of Hazardous Materials, Vol. 172, 1258–1263 (2009)
83
Internetes hivatkozások: WR_1
http://www.euronuclear.org/info/encyclopedia/t/tissue-weight-factor.htm 17/04/2012
WR_2
http://periodictable.com/Isotopes/092.238/index.html 17/04/2012
WR_3
Official
GAMMADATA
ATMOS
homepage
17/04/2012
http://www.gammadatainstrument.se/productlist.aspx?MID=426&IID=2166 WR_4
Official
GAMMADATA
ATMOS
data
sheet
17/04/2012
http://www.gammadatainstrument.se/_resources/File/ATMOS_datasheet_ENG_v1. 4.pdf WR_5
Official
SARAD
Radon
Scout
info
sheet
17/04/2012
http://www.sarad.de/ENG/EN_Radon_Aerosols/EN_RadonScout/Infosheet_Radon Scout_RadonScoutPlus_EN_26_01_2011.pdf WR_6
Official
SARAD
Radon
Scout
data
sheet
17/04/2012
http://www.sarad.de/ENG/EN_Radon_Aerosols/EN_RadonScout/Datasheet_Radon Scout_EN_26_01_2011.pdf WR_7
Official
PYLON
AB5
info
sheet
17/04/2012
http://www.pylonelectronics.com/pylonpdfs/DS101R2.pdf WR_8
Official
PYLON
300A
Lucas
cell
info
sheet
17/04/2012
http://www.pylonelectronics.com/pylonpdfs/DS126R2.pdf WR_9
RADELEC
E-Perm
official
homepage
17/04/2012
(http://radelec.com//index.php?option=com_content&task=section&id=8&Itemid= 31) WR_10
RADOSYS RSKS CR-39 official homepage (http://www.radosys.com/rsks.html) 17/04/2012
/Összesen: 113 db hivatkozás/
84
VI. PUBLIKÁCIÓS TEVÉKENYSÉG /Az adatok 2012.12.05.-ig fel vannak töltve/
2012 1. Zoltán Sas, János Somlai, Viktor Jobbágy, Tibor Kovács, Gábor Szeiler: Radiological Aspects of Red Mud Disaster in Hungary, Third International Geo-Hazards Research Symposium, Tehri Garhwal, India, 2012.06.10-2012.06.14. 2. Z Sas, J Somlai, V Jobbagy, G Szeiler, T Kovacs: Radon emanation and exhalation characteristic of clays and modifying effect of heat treatment, International Symposium on Natural Radiation Exposures and Low Dose Radiation Epidemiological Studies, Hirosaki, Japán, 2012.03.01-2012.03.03. (Hirosaki University) 3. Z Sas, J Somlai, É Vájer, G Szeiler, T Kovács: Po-210,Pb-210, Ra-226, Th-232, K-40 concentration of herbs, III. Terrestrial Radionuclides in Environment International Conference on Environmental Protection, Veszprém, HUNGARY, 16 -18th May 2012. 4. Z Sas, J Somlai, G Szeiler, T Kovács: Radon emanation and exhalation characteristic of heat-treated clay samples, RADIATION PROTECTION DOSIMETRY 152:(13) pp. 51-54. (2012), IF: 0.822 5. Z Sas, J Somlai, J Jónás, G Szeiler, T Kovács: RADOLOGICAL SURVEY HUNGARIAN CLAYS AND RADON EMANATION AND EXHALATION INFLUENTIAL
EFFECT
OF
SAMPLE
AND
INTERNAL
STRUCTURE
CONDITIONS, First East European Radon Symposium, Cluj-Napoca, Románia, 2012.09.02-2012.09.05.
Cluj-Napoca: Editura
Risoprint, 2012. p.
85.
(ISBN:978-973-53-0857-5) 6. Norbert Kavasi, Tamas Vigh, Janos Somlai, Tibor Kovacs, Zoltan Sas, Csaba Nemeth, Tetsuo Ishikawa, Hidenori Yonehara: Natural radioactivity of manganese clay in Hungary, III. Terrestrial Radioisotopes in Environment: International Conference on Environmental
Protection,
Veszprém: Pannon
Veszprém,
Magyarország,
2012.05.16-2012.05.18.
Kiadó, 2012. pp.
Egyetemi
135-138.
(ISBN:978-615-5044-67-0) 7. N Kavasi, T Vigh, J Somlai, T Kovacs, Z Sas, Cs Nemeth, T Ishikawa, H Yonehara: Natural Radioactivity of manganese clay: III. Terrestrial Radionuclides in 85
Environment International Conference on Environmental Protection, Veszprém, HUNGARY, 16 – 18th May 2012. (2012) 8. T Kovács, Z Sas, J Somlai, V Jobbágy, G Szeiler: Radiological investigation of the effects of red mud disaster, RADIATION PROTECTION DOSIMETRY 152:(13) pp. 76-79. (2012), IF: 0.822 9. János Somlai, Viktor Jobbágy, Zoltán Sas, Tibor Kovács, Gábor Szeiler: Radiological investigation of hungarian bauxites and red muds, III. Terrestrial Radioisotopes in Environment: International Conference on Environmental Protection, Veszprém, Magyarország, 2012.05.16-2012.05.18. Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó, 2012. pp. 131-134. (ISBN:978-615-5044-67-0) 10. János Somlai, Annamária Kopek, Gábor Szeiler, Gergely Pomázi, Zoltán Sas, Tibor Kovács: Radiation dose originationg from radon and radon progeny effecting workers in the show cave of Tapolca (Hungary), Proceedings of the First International Conference on Radiation and Dosimetry in Various Fields of Research, Nis, Szerbia, 2012.04.25-2012.04.27.
Nis: University
of
Nis,
Faculty
of
Electronic
Engineering, 2012. pp. 243-246. (ISBN:978-86-6125-063-7) 11. János Somlai, Éva Vájer, Zoltán Sas, Gábor Szeiler, Tibor Kovács: Po-210, Pb-210, Ra-226, Th-232, K-40 concentration of herbs, III. Terrestrial Radioisotopes in Environment: International Conference on Environmental Protection, Veszprém, Magyarország, 2012.05.16-2012.05.18. Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó, 2012. pp. 51-54. (ISBN:978-615-5044-67-0) 12. J Somlai, G Szeiler, V Jobbagy, Z Sas, P Bui, T Kovacs: Red mud disaster in Hungary from Radiological point of view: Risk assessment and estimation of dose exposures, International Symposium on Natural Radiation Exposures and Low Dose Radiation Epidemiological
Studies,
Hirosaki,
Japán,
2012.03.01-2012.03.03.
(Hirosaki
University), Hirosaki: Hirosaki University, p. 45. 13. J Somlai, V Jobbágy, Z Sas, T Kovács, G Szeiler: Radiological investigation of Hungarian bauxites and red muds, III. Terrestrial Radionuclides in Environment International Conference on Environmental Protection, Veszprém, HUNGARY, 16 – 18th May 2012. (2012)
86
2011 14. Somlai János, Gál Nelli, Kopek Annamária, Szeiler Gábor, Sas Zoltán, Kovács Tibor, Kávási Norbert: The last 4 years' radon activity concentration tendency in Tapolca cave, VI. Magyar Radon Fórum: A Radon a Környezetben Nemzetközi Workshop, Veszprém, Magyarország, 2011.05.16-2011.05.17. Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó, 2011. pp. 233-240. (ISBN:978-615-5044-51-9) 15. Sas Zoltán, Dukán Katalin, Somlai János, Németh Csaba, Földesi Csaba, Kovács Tibor: Természetes eredetű radionuklidoktól származó gamma-dózis ajkai lakóépületekben, II. Földkérgi radioizotópok a környezetünkben: Környezetvédelmi Konferencia Kiadványa, Veszprém,
Magyarország,
2010.05.12-2010.05.13.
Veszprém: Pannon
Egyetemi
Kiadó, 2011. pp. 71-76. (ISBN:978 615 5044 05 2) 16. Sas Zoltán, Asztalos István, Förhécz Márta, Kis Balázs, Kovács Sándor, Somlai János, Szeiler Gábor, Kovács Tibor: Radon measurements in hungarian wine cellars, VI. Magyar Radon Fórum: A Radon a Környezetben Nemzetközi Workshop, Veszprém, Magyarország, 2011.05.16-2011.05.17. Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó, 2011. pp. 111-115. (ISBN:978-615-5044-51-9) 17. Sas Zoltán, Pallósi Tamás, Somlai János, Szeiler Gábor, Chirca Ion, Kovács Tibor: Radon content of drinking water in Veszprém and in the surrounding settlements, VI. Magyar Radon Fórum: A Radon a Környezetben Nemzetközi Workshop, Veszprém, Magyarország, 2011.05.16-2011.05.17. Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó, 2011. pp. 241-247. (ISBN:978-615-5044-51-9) 18. Sas Zoltán, Somlai János, Jobbágy Viktor, Kovács Tibor, Szeiler Gábor: Radiological investigation of the effects of red mud disaster, VI. Magyar Radon Fórum: A Radon a Környezetben Nemzetközi Workshop, Veszprém, Magyarország, 2011.05.16-2011.05.17. Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó, 2011. pp. 65-72. (ISBN:978-615-5044-51-9) 19. Sas Zoltán, Somlai János, Jobbágy Viktor, Szeiler Gábor, Kovács Tibor: Radiological investigation of hungarian clays (used in brick factories), VI. Magyar Radon Fórum: A Radon a Környezetben Nemzetközi Workshop, Veszprém, Magyarország, 2011.05.162011.05.17. Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó, 2011. pp. 163-170. (ISBN:978-6155044-51-9)
87
20. Kovács Tibor, Somlai János, Kovács József, Bui Pál, Sas Zoltán, Szeiler Gábor: Radiological concerns of the red mud field of the vicinity of Ajka (Hungary), VI. Magyar Radon Fórum: A Radon a Környezetben Nemzetközi Workshop, Veszprém, 2011.05.1617. Pannon Egyetemi Kiadó, 2011. pp. 57-63. (ISBN:978-615-5044-51-9) 21. Ferenc Fábián, Zoltán Sas, Norbert Kávási, Gábor Szeiler, Janja Vaupotic, Tibor Kovács: Preliminary radiological study of slovenian soil samples, II. Földkérgi radioizotópok a környezetünkben: Környezetvédelmi Konferencia Kiadványa, Veszprém, Magyarország, 2010.05.12-2010.05.13.
Veszprém: Pannon
Egyetemi
Kiadó, 2011. pp.
99-104.
(ISBN:978 615 5044 05 2) 2010 22. Somlai J, Kovács J, Sas Z, Bui P, Szeiler G, Jobbágy V, Kovács T: Vörösiszap-tározó sérülésével
kapcsolatos
sugárterhelés
becslése,
MAGYAR
KÉMIKUSOK
LAPJA LXV:(12) pp. 378-379. (2010) 23. Somlai J, Kovács T, Kovács J, Sas Z, Szeiler G: Ajka környéki vörösiszap mező radiológiai vonatkozása, Őszi Radiokémiai Napok, Keszthely, Magyarország, 2010.10.202010.10.22.
Keszthely: MTA
Radiokémiai
Bizottság, 2010. p.
1.
(ISBN:978-963-9970-01-4) 2008 25. Vigh Tamás, Kávási Norbert, Somlai János, Kovács Tibor, Sas Zoltán, Szeiler Gábor: Radontól származó sugárterhelés meghatározása az úrkúti mangánérc-bányában, különös tekintettel a kőzetkörnyezet vizsgálatára, 3. Úrkút Ankét, Ajka, 2008. február 14-15. 26. Sas Z, Kávási N, Vigh T, Kovács T, Szeiler G, Somlai J, Szabó P: Mangánosagyag radionuklid koncentrációja, minősítése az építőipari felhasználhatóság szempontjából, III. Úrkút ANKÉT Konferencia, Ajka, 2008. február 14-15. (2008) 27. Sas Z, Dombovári P, Jobbágy V, Somlai J, Kovács T: Balaton-felvidéki forrásvizek U238, Po-210 és Pb-210 koncentrációja és a fogyasztásból származó sugárterhelés becslése, I. Földkérgi Radioizotópok a Környezetünkben: Környezetvédelmi Konferencia, Veszprém, Magyarország, 2008.05.14. Veszprém: Pannon Egyetemi Kiadó, 2008. pp. 125-130. (I.) (ISBN:978 963 9696 48 8)
88
2007 28. Sas Z, Jobbágy V, Somlai J, Szeiler G, Oláh A, Szabó P, Kovács T: Az Almásfüzitői Timföldgyár vörösiszap tározóinak radiológiai vizsgálata, vörösiszap építőipari felhasználásának kockázata, XVII. Környezeti ártalmak és a légzőrendszer, Hévíz, Magyarország, 2007.10.17-2007.10.18. Hévíz: Levegőszennyezés Által Veszélyeztetettekért Alapítvány, 2007. pp. 99-106. (ISBN:978 963 87327 1 2)
89
VII. FÜGGELÉK Függelék I.
90
Függelék II.
91
Függelék III.
92
Függelék IV.
Radonexhaláció méréseknél használt akkumulációs elven működő mérőrendszer vázlatos rajza
93
Függelék V. Aktivitáskoncentráció [Bq/kg]
Mintaazonosító
Ra-226
±
Th-232
±
K-40
±
I-index
BSZGY I.
32,2
5,9
35,3
7,9
726,1
87,6
0,52
BSZGY II.
54,6
8,7
49,2
10,4
1113,4
122,3
0,79
BSZGY III.
37,2
7,2
32,8
8,0
689,8
91,0
0,51
BSZI I.
104,7
17,4
43,3
9,3
743,3
86,1
0,81
BSZ II.
21,9
4,2
36,6
8,0
753,0
87,4
0,50
SMR I.
30,3
6,6
38,7
10,5
786,9
114,3
0,55
SMR II.
29,9
5,4
39,4
9,0
851,8
101,1
0,57
KB
32,6
5,0
43,5
8,4
884,9
88,9
0,61
KSZ
37,1
6,7
50,2
11,5
731,2
89,5
0,61
SP
44,4
6,9
45,3
8,5
1126,5
117,5
0,74
SMB
85,4
14,8
40,7
9,2
832,3
101,4
0,76
TSZV
35,9
6,1
44,6
9,7
918,7
104,5
0,64
BCS
29,2
6,2
39,7
10,3
855,9
118,0
0,57
OBTY
25,6
6,1
33,3
9,7
760,3
121,4
0,50
MZT
30,9
6,1
41,4
10,2
767,9
101,3
0,56
ABNY
29,5
5,6
45,3
10,8
916,7
112,6
0,62
DEV K
38,4
5,6
49,7
8,1
992,9
94,2
0,70
DEV S
32,4
4,9
44,3
7,3
754,8
72,5
0,58
TKV
40,0
7,7
41,8
11,6
906,7
117,5
0,64
BKS I.
31,8
5,1
39,1
7,5
672,4
69,6
0,52
BKS II.
29,1
5,8
44,5
10,2
785,9
99,5
0,57
MD PALA
26,2
5,4
37,0
8,7
750,9
101,1
0,52
MD SAR
16,1
3,4
32,0
7,0
581,7
73,8
0,40
MD FEK
24,9
4,5
39,6
8,1
888,6
106,1
0,52
MD MAR
26,8
5,8
49,3
12,8
896,6
123,7
0,52
MD PIR
22,5
4,6
45,1
10,1
533,8
69,2
0,47
MD BAR
25,7
5,4
34,7
8,0
582,1
79,6
0,52
min
16,07
3,38
32,0
6,9
533,8
69,2
0,40
max
104,7
17,4
50,2
12,8
1126,5
123,7
0,81
átlag
36,1
6,6
41,4
9,3
807,6
98,2
0,6
94
Függelék VI.
95
VIII. TÉZISEK Magyarországi agyagok építőipari felhasználhatóságának minősítése radiológiai szempontból o A 27 vizsgált, építőanyaggyárakban (téglagyárakban) használt
agyagminták
természetes radionuklid tartalmának gamma-spektrometriai vizsgálata során kapott eredményekből - az EU által javasolt módon - számolt aktivitás index minden esetben alatta maradt az 1,0-s értéknek. Így ezen anyagok gamma dozimetriai szempontból korlátozás nélkül, nagy mennyiségben felhasználhatók építőanyagként, amennyiben hazánkban is az építőanyagoktól származó 1 mSv/év külső gamma dózisnövekmény korlátot fogadják el. A szigorúbb, 0,3 mSv/évet jelentő külső gamma dózisnövekmény korlát bevezetése esetén csupán 3 agyag lenne alkalmas téglagyártásra.
Agyagok radonemanációját és exhalációját befolyásoló paraméterek vizsgálatára kifejlesztett módszer és eredményei o A radonexhaláció mintavastagságtól való függésének vizsgálata során kapott eredményeim egyértelműen igazolják, hogy a porózus anyagok radonexhalációjának meghatározására a fajlagos exhaláció speciális fajtája, az ún. szabadexhaláció látszik a legalkalmasabbnak, mely csak az anyag radon potenciáljától, valamint a minta mennyiségétől függ. o Méréseim során bebizonyosodott, hogy a szabadexhaláció mérésére épített akkumulációs
mérőrendszerrel
az
emanációs
tényező
a
vizsgált
minta
Ra-226 tartalma ismeretében - a Ra-226 és Rn-222 szekuláris egyensúlyának kivárása nélkül - a szabadexhalációból számítható. o További előnye, hogy a radonpotenciál meghatározásához nem szükséges az anyag Ra-226 tartalmának meghatározása, elegendő a szabadexhalációból számítható egyensúlyi radonkoncentráció ismerete. o Száraz, porított agyagok esetén 15 cm-es mintavastagságig nem tapasztalható fajlagos exhaláció csökkenés. A nedvességtartalom emelkedése csak 25 %-os víztartalom felett csökkenti jelentősen a fajlagos exhalációt. o Méréseim alapján kiderült, hogy a víztartalom emelkedése eredményeképpen az emanációs tényező jelentősen emelkedik. Már 5 %-os nedvességtartalom is megközelítőleg kétszeresére növelte meg az emanációt, a radonpotenciált, illetve 96
szabadexhalációt. Így a szakirodalomban elterjedten alkalmazott, szárított anyagokra vonatkozó mérések csak tájékoztató adatokat szolgáltatnak. Ezek alapján célszerűnek tartom a nagy mennyiségben használt építőanyagok fajlagos exhalációjának nedvességtartalomtól való függésének meghatározását is. o Az hőkezelt agyagok vizsgálata során egyértelmű, exponenciális korrelációt kaptam a fajlagos exhaláció, valamint az átlagos pórusátmérő-, összporozitás- és fajlagos felületváltozás között. A hőkezelt agyagok esetében a 300 nm alatti tartományba eső összporozitásváltozás befolyásolja leginkább az anyag emanációs tényezőjét, radon potenciálját és fajlagos exhalációját. Az agyagok esetében alkalmazott hőkezelés nagymértékben csökkenti a végtermék radonexhalációs képességét. 750°C felett akár két nagyságrendű exhaláció csökkenés is elérhető. A kapott eredmények egyértelműen bizonyítják, hogy a fajlagos exhaláció és a belsőszerkezetet jellemző paraméterek összefüggésének vizsgálata lehetőséget nyújthat a gyártás során a végtermék radonexhalációjának csökkentésére. A kapott eredmények alapján javaslom az építőanyagok nyitott pórusainak csökkentését a radonexhaláció csökkentésére.
Építőagyagok beépíthetőségének vizsgálati és szabályzási hiányosságai o A tervezett magyarországi, illetve néhány nemzetközi szabályozásnál a Ra-226 aktivitáskoncentráció korlátozásával (max. 150 Bq/kg) kívánják az épületek radonszintjeit szabályozni. Azonban méréseim egyértelműen bizonyítják, hogy ugyanazon anyag esetében, annak állapotától (rétegvastagság, nedvességtartalom, porozitás, fajlagos felület) függően jelentősen eltérő exhalációs tulajdonságaik lehetnek a beépített anyagoknak. Tömör anyagok esetén az alacsony diffúziós tényező miatt indokolatlanul szigorúnak adódhat a határérték. Ezzel szemben nagy emanációs tényezőjű, porózus, hőkezelés nélkül gyártott (vályogtégla) anyagoknál az exhaláció akár több nagyságrenddel is nagyobb lehet ugyanazon agyagból kiégetéssel előállított építőanyagéval összevetve. Emiatt egyértelműen kijelenthető, hogy az épületekben esetlegesen kialakuló magasabb radonkoncentráció megelőzésére nem korrekt az építőanyagok Ra-226 tartalmának korlátozása.
97
IX. THESIS Building material classification of Hungarian clay in radiological point of view o On the basis of the EU recommended building material classification method the calculated I-index (derived from the natural radionuclide content) of the examined 27 clay samples – used in building material factories – was lower than 1.0 limit. Due to that fact it can be safely stated, that the investigated clays are suitable for bulk amount used building material from gamma dosimetric point of view if the 1.0 mSv/a limit will be passed. In case of the preamble of the stricter limit (0.3 mSv/a) only 3 clays will be adapted for brick making.
The developed method for determination of radon emanation and exhalation influential parameters and the obtained results o The obtained results – derived from investigation of radon exhalation influencing effect of sample thickness – clearly prove that the special type of free exhalation, so-called free exhalation is suitable for radon exhalation determination of porous materials. Since the phenomenon only depends on the radon potential and the amount of the investigated sample. o In the course of my measurements it was proved that the radon emanation of the investigated sample can be calculated from the obtained free exhalation value without the secular equilibrium state between the Ra-226 and the Rn-222. o Further advantage of the applied method that the Ra-226 determination of the sample is unnecessary to get the radon potential. The calculated equilibrium state radon concentration – derived from free exhalation – is sufficient. o In the case of dry, pulverized clays the decrease of specific exhalation cannot be observed. The radon exhalation inhibition effect of moisture content becomes significant above 25 % moisture content. o As a result of my measurements it came to light that the emanation coefficient rises as a function of increasing moisture content. Approximately 5 % moisture content doubles the radon emanation, the radon potential and the free exhalation as well. Due to that fact the widely used measurements of dry state materials does not provide sufficially informing results. Relying upon the strength of these findings the 98
determination of moisture content influencing effect in case of bulk amount used building materials is considerably reasonable. o Explicit, exponential correlation was found between the specific exhalation and the internal structure features, such as the average pore size, the effective porosity and the average specific surface as well. In the case of the heat treated clays the effective porosity – less than 300 nm ranges – has an effect on the emanation coefficient, the radon potential and the radon exhalation as well. In case of clays the applied heat treatment greatly decreases the radon exhalation capacity of the final product. Above 750 °C the degree of radon exhalation can be reduced under two order of magnitude of the initial value. The obtained results clearly prove that the examination of the connection between the radon exhalation and the internal structure features changes during the manufacturing afford chance to reduce the radon exhalation of final products. On the basis of the obtained results the author recommends the reducing of the effective porosity for reductions of radon exhalation.
Incompletions of regulation and examination method of building material inbuilt conditions o In the case of planned international and Hungarian regulations the radon levels of the dwellings will be limited via the Ra-226 activity concentration of the building materials. However my measurements expressly prove that the same material has significantly different radon exhalation features pending on its state, such as the thickness, the moisture content, the effective porosity and the specific surface of the inbuilt material. Owing to the low diffusion capability of non-porous materials the intended limit can be gratuitously strict. On the contrary the porous materials with high emanation coefficient and exempt from heat treatment, such as adobe the radon exhaling capability can be higher with 2-3 orders of magnitude if it is compared with the heat-treated bricks originated from the same starting material. Due to the listed facts it can be safely stated that the limitation of the Ra-226 activity concentration content of the building materials is not sufficient for prevention of incidentally evolved high radon levels in buildings.
99
X. THESIS (ESPAÑOL) Clasificación de los materiales de construcción de las arcillas húngaras desde un punto de vista radiológico o Sobre la base de la recomendación de la UE para el método de clasificación de los materiales de construcción, el índice I (calculado a través del contenido de radionúcleos) de las 27 muestras de arcillas examinadas – empleadas en las fábricas de materiales de construcción – fue inferior al límite de 1.0. Debido a este hecho, se puede afirmar con seguridad que las arcillas investigadas son apropiadas como materias primas empleadas como materiales de construcción desde un punto de vista dosimétrico si el límite de 1.0 mSv/a se supera. En el caso del preámbulo con el límite más estricto de 0.3 mSv/a, solo tres arcillas serían actas para la producción de ladrillos.
Método desarrollado para la determinación de emanación de radon y parámetros de influencia en la exhalación y resultados obtenidos o Los resultados obtenidos – a partir de la investigación de la influencia del espesor de la muestra en la exhalación de radón – demuestran claramente que el tipo especial de exhalación libre, denominado igualmente exhalación libre, es adecuado para la determinación de la exhalación de radón de materiales porosos. De ahí que este fenómeno solo dependa del potencial y contenido de radón de la muestra analizada. o En el curso de mis medidas se demostró que la emanación de radón de la muestra investigada puede ser calculada a través de la exhalación libre sin equilibrio secular entre Ra-226 y Rn-222. o Otro ventaja del método aplicado es la no necesidad de determinación del contenido de Ra-226 de la muestra para obtener el potencial de radón. El estado de equilibrio calculado de la concentración de radón derivado de la exhalación libre es suficiente. o En el caso de arcillas secas pulverizadas, la reducción de la exhalación específica no pudo ser observada. El efecto inhibidor de la exhalación de radón en muestras humedecidas fue significativamente superior al 25 % del contenido de humedad. o Como resultado de mis medidas se deduce que el coeficiente de emanación de radón aumenta a medida que se reduce el contenido de humedad. Un contenido de humedad aproximadamente del 5 % duplica la emanación de radón, el potencial de radón y 100
también la exhalación libre. Debido a este hecho, las medidas ampliamente utilizadas de materiales en estado seco no proporcionan resultados importantes o Explícitamente se encontró una correlación exponencial entre la exhalación específica y características internas del material como el tamaño medio de poro, la porosidad efectiva y la superficie específica media. En el caso de las arcillas tratadas con calor, la porosidad efectiva – con rangos inferiores a 300 nm – tiene un efecto en el coeficiente de emanación, el potencial de radón y la exhalación de radón. En el caso de arcillas con un tratamiento térmico a altas temperaturas, la capacidad de exhalación de radón del producto final se reduce. Por encima de 750 ºC, el grado de exhalación de radón se puede reducir en dos órdenes de magnitud respecto al valor inicial. Los resultados obtenidos muestran de forma clara que el estudio de la conexión entre la exhalación de radón y las propiedades de la estructura interna del material durante la producción permiten reducir la exhalación de radón del producto final. Sobre estos resultados el autor recomienda reducir la porosidad efectiva para disminuir la exhalación de radón.
Carencias de la regulación y del método de análisis de materiales de construcción
o
En el caso de las regulaciones internacionales y húngaras planteadas, la regulación de los niveles de radón en los edificios estará limitada en base a la actividad de Ra-226 de los materiales de construcción. Sin embargo, mis medidas prueban explícitamente que el mismo material tiene significativamente diferente exhalación de radón dependiendo de sus características tales como el espesor, el contenido de humedad, la porosidad efectiva y la superficie específica del material de construcción. Debido a la baja capacidad de difusión de los materiales no porosos el límite sugerido puede ser ventajosamente estricto. Por el contrario, los materiales porosos con un elevado coeficiente de emanación y sin tratamiento térmico, tales como el adobe, tienen una capacidad para exhalar radón que puede ser 2 – 3 órdenes de magnitud superior si les comparamos con los ladrillos tratados térmicamente y producidos con el mismo material. Debido a los hechos indicados, se puede establecer con seguridad que la limitación de la actividad de Ra-226 en los materiales de construcción no es suficiente para prevenir niveles elevados de radón en edificios.
101
XI. KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS A dolgozat számos, hozzám közel álló személy együttes támogatásának köszönhetően készülhetett el. A szakmai iránymutatásért és a témavezetésért szeretnék köszönetet mondani dr. Somlai Jánosnak. Emellett külön köszönöm, dr. Máté Borbálának, dr. Kovács Tibornak, dr. Kávási Norbertnek, dr. Jobbágy Viktornak, dr. Szeiler Gábornak, Jónás Jácintnak, Fábián Ferenc Fácinak, Kardos Ricsinek, Csordás Anitának, Horváth Mária Másinak, Horváth Dávidnak és minden „radiós” kollégának, diáknak, barátnak, hogy támogattak, biztattak, meghallgattak és mindenben számíthattam rájuk. Továbbá Eniszné dr. Bódogh Margitnak és Marcsinak belsőszerkezeti vizsgálatokért, Carlos Sainz Fernadez-nek, Jose Luis Villanueva-nak a Spanyolországban kapott segítségért és fordításért, dr. Várhegyi Andrásnak és dr. Gorjánácz Zoránnak a dolgozat bírálatáért. Külön szeretnék köszönetet mondani családomnak, elsősorban Édesapámnak, aki töretlenül kiállt mellettem, példát mutatott és mindig támogatott hosszas tanulmányaim alatt. Tamon Heninek, hogy megismerhettem Őt és vele együtt a teljes élet érzését. Gyurácz Tomikának, hogy a legjobb barátom volt végig, különösen a legnehezebb időkben, továbbá nagyon köszönöm az összes barátomnak Hodai Zolinak, Csengey Bazsinak, Veres Józsinak, Buzás Daninak, öcséimnek, Attilának és Tominak, az összes többi zenész, és zenekedvelő barátomnak, a P.U.B.-nak és az RDK követőinek/rajongóinak, a Rózsának és minden kedves, eddig fel nem sorolt ismerősömnek. Rengeteg élménnyel lettem gazdagabb, melyek feledhetetlenek számomra.
Ezzel életem egy korszaka lezárul, és egy új elkezdődik… Köszönöm Mindenkinek!
Veszprém, 2012. január 3.
Zoli
102
