1
AZ URÁNBÁNYÁSZAT UTÓLAGOS HATÁSAI A NYÍLT ÉS ZÁRT TEREK RADONKONCENTRÁCIÓJÁRA, BEAVATKOZÁSI LEHETŐSÉGEK
Gorjánácz Zorán DOKTORI (Ph.D) ÉRTEKEZÉS
TÉMAVEZETŐ
Dr. Somlai János
PANNON EGYETEM VESZPRÉM Kémia tudományok Doktori Iskola Radiokémiai tanszék
2006.
2
AZ URÁNBÁNYÁSZAT UTÓLAGOS HATÁSAI A NYÍLT ÉS ZÁRT TEREK RADONKONCENTRÁCIÓJÁRA, BEAVATKOZÁSI LEHETŐSÉGEK Értekezés doktori (PhD) fokozat elnyerése érdekében *a Veszprémi Egyetem…................................. Doktori Iskolájához tartozóan*. Írta: ….................................. **Készült a Veszprémi Egyetem ….................................................. iskolája keretében Témavezetõ: Dr. ….................................................. 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 minõsítése…................................. ………………………… Az EDT elnöke Megjegyzés: a * közötti részt az egyéni felkészülõk, a ** közötti részt a szervezett képzésben résztvevõk használják, *** esetleges
3
Kivonat
Szakdolgozatomban az uránbányászat utólagos hatásait vizsgáltam a nyílt és zárt terek radonkoncentrációira, hol, és milyen mértékű koncentrációnövekedést okozott, valamint ennek a lehetséges csökkentési beavatkozásaival foglalkoztam. Részletesebben kitérek a zagytározók problémakörére, ezek lehetséges megoldásaira és a már elvégzett beavatkozások eredményességére. Továbbá, vizsgáltam a bányaterület vonzáskörzetéhez tartozó települések, épületek belés kültéri radonkoncentrációját, mely mérések alapján választ kapunk, hol és milyen mértékű radonkoncentráció növekedés jelentkezik a bányászat következményeként. Beltéri radonkoncentráció csökkentésére vonatkozó beavatkozást végeztem több olyan épületben, melyekben egyértelműen, mérésekkel is igazolható, hogy a bányavágatok, bányaüregek által okozott beltéri radonkoncentráció növekedés van jelen.
4
Abstract
The impact of an abandoned uranium mine to the outdoor and indoor radon concentration, remediation possibilities
I investigated the impact of an abandoned uranium mine to the outdoor and indoor radon concentration, where and what degree of the radon concentration increased, and remediation techniques to decrease high indoor radon level. I present the health risk of the tailings ponds, the possible mitigation and evaluate the existing results. Furthermore, I measured the indoor and outdoor radon concentration in the houses and the places located near the former uranium mining area, to reveal relationships between uranium mine cavities and the surface radon concentration. I studied experimentally the remediation possibilities of high indoor radon concentration in the houses, originating from cracks and mining cavities.
5
Abriss
Die nachträglichen Wirkungen des Uranbergbaus auf die Radonkonzentration von offenen und geschlossenen Räumen, Eingriffsmöglichkeiten
In meiner Dissertation habe ich die nachträglichen Wirkungen des Uranbergbaus auf die Radonkonzentration von offenen und geschlossenen Räumen untersucht, wo und wie grosse Konzentrationszunahmen verursacht wurden, im Weiteren habe ich mich mit deren Eingriffsmöglichkeiten beschäftigt. Ich habe mich ausführlich über die Problematik der Pochschlammbecken, über deren Lösungsmöglichkeiten und über die Effektivität der schon geschaffenen Eingreifen verbreitet. Ich habe sowie innere und äussere Radonkonzentration der Gebäude und Siedlungen vom Anziehungskreis des Bergwerkgebietes untersucht. Aufgrund deren Messungen bekommt man die Antwort auf die Frage, wo und welcher Grad der Radonkonzentrationszunahme sich als Gefolge des Bergbaus meldet. Ich habe verschiedene Eingriffe für Minderung der innenräumlichen Radonkonzentration in mehreren Gebäuden angestellt, wo eindeutig mit Messungen bewiesen ist, dass die innenräumliche Radonkonzentrationszuname vom Aushub vorhanden ist.
6
Tartalomjegyzék:
1
Bevezetés ..........................................................................................................................10
1.1
Célkitűzések...............................................................................................................10
1.2
Hazai uránbányászat történeti áttekintése..................................................................11
1.3
Uránbányászat nemzetközi áttekintése ......................................................................13
2 2.1
2.2
2.3
IRODALMI ÁTTEKINTÉS ..........................................................................................15 Radon jellemzése .......................................................................................................15 2.1.1
A radon transzportja..........................................................................................15
2.1.2
A radon egészségügyi hatásai ...........................................................................19
Zagytározók jellemzése .............................................................................................21 2.2.1
Zagytározók kiindulási radiológiai állapota .....................................................21
2.2.2
Zagytározók radiológiai hatásai........................................................................23
2.2.3
Zagytározók rekultivációja ...............................................................................24
Bányavágatok és üregrendszerek radiológiai hatása és környezetük radiológiai felmérése....................................................................................................................27
2.4 3 3.1
Beltéri radonkoncentráció csökkentésére irányuló beavatkozási technikák..............29 Alkalmazott mérési és számítási módszerek, eszközök ...............................................33 222
Rn koncentráció mérése.........................................................................................33
3.1.1 3.1.1.1 3.1.1.2
Légtéri 222Rn koncentráció mérése ...................................................................33 Mintavételes és folyamatos 222Rn koncentráció mérése ...............................33 Integrális 222Rn koncentráció mérése...........................................................34
3.1.2
222
3.1.3
Talajgáz 222Rn koncentráció meghatározása.....................................................36
Rn exhaláció mérése .....................................................................................35
3.2
Külső gammasugárzás dózisteljesítményének mérése ..............................................37
3.3
Levegő hosszúéletű alfa-aktivitáskoncentráció meghatározása ................................38
3.4
Gamma-spektrometriai mérések, HpGe detektorral ..................................................39
3.5
Lakossági és dolgozói sugárterhelések számítása .....................................................41
4
ZAGYTÁROZÓI REKULTIVÁCIÓ RADIOLÓGIAI HATÁSÁNAK VIZSGÁLATA ................................................................................................................43
4.1
II zagytározó, rekultivált területének radiológiai felmérése ......................................44 4.1.1
Nyílttéri levegő 222Rn koncentráció ..................................................................44
4.1.2
222
Rn exhaláció .................................................................................................45
7
4.1.3
Talajgáz 222Rn koncentráció .............................................................................47
4.1.4
Gamma-dózisteljesítmény értékek....................................................................48
4.2
Zagytározók hatása a lakósági dózistöbbletre ...........................................................48
4.3
Zagytározók hatása a munkahelyi dózistöbbletre ......................................................50
4.4
Környezetterhelési mérések .......................................................................................51
5
4.4.1
Levegővizsgálatok elemzései ...........................................................................51
4.4.2
Talajminták gamma-spektrometriai elemzései .................................................55
4.4.3
Növényminták gamma-spektrometriai elemzései.............................................56
4.4.4
Vízminták gamma-spektrometriai elemzései....................................................57
III. BÁNYAÜZEM RADIOLÓGIAI HATÁSAI .........................................................59
5.1
Cserkút radiometriai felmérése ..................................................................................59
5.2
Kővágószőlős radiometriai felmérése........................................................................62
5.3 6
5.2.1
A bányavágatbeli radonkoncentráció változása................................................62
5.2.2
Vágat felszíni hatásainak vizsgálata, keresztirányú profilokon........................63
5.2.3
Kővágószőlős lakott területének radiológiai felmérése ....................................66
Kővágószőlős és Cserkút lakosainak sugárterhelése .................................................75 BELTÉRI RADONKONCENTRÁCIÓ CSÖKKENTÉSÉRE IRÁNYULÓ BEAVATKOZÁSI TECHNIKÁK KIKÍSÉRLETEZÉSE .........................................77
6.1
A földalatti bányaüregrendszer radonkoncentrációjának változása...........................78
6.2
Beavatkozási technikák kikísérletezése, erős radonkoncentráció feláramlása mellet .........................................................................................................................79
6.3
6.2.1
Szellőztetéses beavatkozás ...............................................................................84
6.2.2
Radongyűjtő zsomp kialakítása ........................................................................87
6.2.3
Radongyűjtő zsomp levegő befúvás .................................................................92
6.2.4
Radonkút levegő megszívás..............................................................................94
6.2.5
Beavatkozási technikák értékelése....................................................................96
Beavatkozások alkalmazása az egyes bányaüzem területén lévő épületeknél ..........98 6.3.1
Idővédelem, mint beavatkozási módszer ..........................................................99
6.3.2
Szellőztetéses beavatkozás .............................................................................100
6.3.3
Padló repedésmentesítése ...............................................................................101
6.3.4
Radongyűjtő zsomp levegőmegszívása ..........................................................103
7
ÖSSZEFOGLALÁS......................................................................................................105
8
IRODALOMJEGYZÉK ..............................................................................................109
9
TÉZISEK.......................................................................................................................116 8
10
THESES.........................................................................................................................118
11
KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS ......................................................................................120
12
MELLÉKLETEK .........................................................................................................121
9
1 1.1
Bevezetés Célkitűzések
Munkám során a hazai uránbányászat által okozott természeti károk helyreállításának milyenségét, minőségét elemeztem, ezen belül is az egyik, a természetben a legfontosabb dózisjárulékot adó, radon problémával foglalkoztam. Méréseim az ércdúsító üzemből származó és a zagytározókon elhelyezett melléktermékekre, az alacsonyabb urántartalmú és a perkolációs technológiával feldolgozott ércek hulladékaira valamint a meddőhányókra terjedtek ki. Vizsgáltam továbbá a felhagyott bányavágatokban kialakuló magas radonkoncentráció felszíni hatásait, beltérben való dúsulását és az egészségre már biztosan ártalmas nagy radonkoncentrációk lecsökkentések lehetőségeit, hatásosságát.
Munkám első része az egyes és a kettes zagytározó radiológiai hatásainak vizsgálata a környezetre, a közelben lévő települések radiológiai kockázatainak elemzése, ezek megoldásainak és az eddigi rekultivációs munkáknak az ellenőrzése, vizsgálata. E célkitűzés érdekében a zagytározókat és környezetüket folyamatosan felmértem, rekultiváció előtt, közben és utána is, monitoring állomásokat telepítettünk ki a legmegfelelőbb helyekre (szélirány, leginkább veszélyeztetett település). Ezek mind a dolgozói, mind a lakossági dózisnövekedéséhez adnak jelentős információt, melyet a zagytározók, tehát a bányászat és ércfeldolgozás okozott és okoz (de a rekultiváció előrehaladtával egyre kisebb mértékben).
Második és egyben a legérdekesebb feladatom, a bányavágatok, bányaüregek felszíni hatásainak a vizsgálata, a bánya üregrendszereinek környezetében lévő települések beltéri radonkoncentrációjának a változásából esetleges megnövekedéséből adódó probléma megoldása. Választ keresek, milyen forrásból és mekkora mértékben származik a megnövekedett beltéri radonkoncentráció, van e hatása a bányászatnak a radonproblémára, és ha van, választ kívánok adni, hol és mely épületeknél, mely okok miatt emelkedett meg. E téren a legveszélyeztetettebb település Kővágószőlős, mely alatt átlagosan 50 m mélyen húzódik az É-táró, melyben uralkodó magas radonkoncentráció esetleges
10
felszíni hatásait vizsgáltam. Ehhez szorosan hozzátartozik a repedészónák illetve a talaj lazább szerkezetének esetleges üregeknek a vizsgálata is, melyek a bányászat hatására (tehát a robbantásos vágathajtás miatt), alakulhatott ki. Az üregrendszerben felgyülemlett radonkoncentráció a repedéseken keresztül a beltéri radonkoncentrációra hatással lehet. Hol és mekkora mértékben van jelen ez a probléma, e disszertáció kereteiben keressük a választ.
Egyes épületekben korábban mért magas radonkoncentráció miatt, különféle beavatkozási technikákat vizsgáltam, a radonkoncentráció lecsökkentése céljából. A magas radonkoncentráció értékek elsősorban az üzemi épületeknél jelentkeztek a legnagyobb mértékben, és emiatt is, ezen a területen több épületben végeztem különböző beavatkozásokat. A kutatásokat két fő épületre koncentráltam: az egyik épület a MECSEKÉRC Rt. bázis épülete, a másik a volt irattári épület. Az utóbbinál több fajta beavatkozás hatásosságát vizsgáltam.
1.2
Hazai uránbányászat történeti áttekintése
Hazánkban az átfogó ipari célú uránérckutatás 1952 nyarán indult, kormányközi megállapodás alapján. Speciális földtani expedíciót szerveztek szovjet szakértők bevonásával. Még ugyanezen év nyarán szovjet kutató szakemberek - geológusok és geofizikusok – a kor színvonalán álló műszerezettséggel megindították a kutatási munkákat. Először a meglévő érc- és szénbányák revíziós vizsgálatát végezték el. A következő évben sor került a Velencei és Mecsek hegység területeinek átvizsgálására. 1953. júliusában a Mecsek hegység nyugati részén, a Jakabhegy D-i előterében, Kővágószőlős község K-i határában végzett gammamérések során - szinte az első bejárások alkalmával - T.Csuprova és L.Cs.Puhalszkij geofizikusok jelentős aktivitásokat észleltek a permi időszaki homokkő összletben. A mecseki lelőhely földtani kutatásának története ettől az időponttól számítható [1]. 1954. szeptemberében, majd 1955. februárjában a Kővágószőlőstől D-re eső területen két nagyobb méretű akna mélyítését kezdték meg rendszeres föld alatti kutatás céljából (I. Bányaüzem).
11
A Pécsi Uránércbánya Vállalat működésének kezdeti éveihez a következő lényegesebb események és tevékenységek kapcsolódtak:
-
befejeződött az I. és II. Bányaüzem beruházása és 1957-58-ban mindkét üzemben megindult az érctermelés,
-
kifejlődött
az
ércosztályozás
alaptechnológiája
és
1958-ban
elindult
Szovjetunióba az első osztályozott ércszállítmány,
-
kialakult a lelőhely további feltárását célzó rendszeres földtani kutatás, melynek keretében Magyarországon elsőként alakult meg a bányageofizikai szolgálat,
-
elkészült a III. Bányaüzem beruházási terve, és az 1959-től épülő bányaüzem 1961-ben már ércet termelt,
-
önálló üzemként létrejött a tudományos kísérleti és kutató munka bázisa, az infrastruktúrát biztosító Szolgáltató Üzem és a földtani, geofizikai kutatásokat végző Kutató-Mélyfúró Üzem.
A Pécsi Uránércbánya Vállalat e név alatt végzett tevékenységének záró aktusaként 1964-ben, az elkészült Vegyi Dúsítóműben előállították az első vegyi dúsítmányt 1. melléklet). Ezzel egyidőben a vállalat neve Mecseki Ércbányászati Vállalatra változott. A közben létrejött saját tervezési osztály elkészítette a IV. Bányaüzem beruházási programját, amelynek alapján megindult az 1000 m-nél mélyebb légakna és szállítóakna kialakítása. E két mélyaknával feltárt üzemben 1971-ben kezdődött meg a termelés. Az ebben a mélységben történő bányaművelés új igények kielégítését és új feladatok megoldását tette szükségessé. A tervezésben és építésben szerzett tapasztalatok birtokában a 70-es évek elején megkezdték az V. Bányaüzem beruházási programjának kidolgozását. 1974-ben már a jóváhagyott program alapján indultak meg az új beruházás munkálatai. 1983-ban az V. Bányaüzemben is megkezdődött a termelés. Időközben ércvagyon kimerülés miatt az I. Bányaüzem 1971-ben, a II. Bányaüzem 1987-ben bezárásra került. A III. Bányaüzem bányabezárási munkái 1995-ben fejeződtek be. 12
Az uránérctermelés és -feldolgozás a Mecseki Ércbányászati Vállalat által 1992-ben alapított MECSEKURÁN Kft. tevékenységi körében folyt tovább.
A bányászat során mintegy 47 millió tonna kőzet került a felszínre, és ~23 ezer tonna fémurán kitermelése történt meg. A termelés leállításáról és a bányaüzemek bezárásáról először 1989-ben született döntés gazdaságossági problémák miatt, a bányászati tevékenység végleges befejezése azonban csak 1997 végére történt meg a Kormány 2161/1994. (XII.30.) sz. határozata alapján. A MECSEKÉRC Környezetvédelmi Rt. napjainkban rekultivációs, környezetvédelmi feladatokkal foglalkozik, amelynek során felszámolásra kerülnek az ötvenes évek végétől folytatott uránipari tevékenység környezeti kárai és rekultiválásra kerül minden egyes objektum, létesítmény. Mára már a legfontosabb rekultiválásra váró terület az egyes zagytározó, melynek a tereprendezését, a zagy áthalmozását elvégezték, csak az inaktív talajréteg felhordása maradt hátra. E feladat teljesítése után, gyakorlatilag elmondható, hogy teljesült az uránbánya környezetszennyezésének megszüntetése, illetve csökkentése az ALARA elv figyelembevétele mellet. A hátralevő hosszú távú monitoringot és az ivóvízbázis védelmére kialakított víztisztítást továbbra is fenn kell tartani, az esetleges természetes, eróziós stb. károk kiküszöbölésére, megelőzésére gondot kell fordítani.
1.3
Uránbányászat nemzetközi áttekintése
Világszerte az uránbányászat és az urán feldolgozása a második világháború után lendült fel. A jelentősebb országok szinte mindegyike rendelkezett/rendelkezik saját uránbányával és ércdúsító üzemmel. Az uránbányászat szempontjából legjelentősebb országok között vannak az Amerikai Egyesült Államok, Oroszország (Szovjetunió), Kanada, Franciaország és Ausztrália. A bányászat és a feldolgozás során keletkezett nagy mennyiségű (elsősorban kőzet típusú) hulladék kezelése, kezdetben nem volt megoldott. Ennek oka az volt, hogy akkoriban nem tulajdonítottak nagy figyelmet a radioaktív tartalmú hulladék kőzetek iránt. Mire a problémára felfigyeltek, már számos helyen a lakosság, építőanyagként felhasználta a zagytározókról és meddőhányókról származó kőzetanyagot.
13
Számos példa közül két legjelentősebb problémát emelnék ki: az amerikai Grand Junction és az ukrajnai Zhovty Vody-ban történt eseteket. A Colorado államban lévő Grand Junction város lakói 1952 és 1966 között, több százezer tonna zagytározókról származó zagyanyagot építettek be a város és környékén lévő épületekbe, utcákba. 1966-ban az állami szervek felfigyeltek arra, hogy a zagytározókra kihelyezett anyagot számos építkezésnél felhasználták, így ezt a folyamatot azonnal le is állították. 1970-ben elkezdték az uránbányák vonzáskörzetében lévő épületek, városok teljes körű bel- és kültéri radonkoncentráció és gammadózisteljesítmény felmérését. 1972-ben a „Grand Junction Remedial Action Program” program keretében elkezdték a rekultivációt. Felmérések során több mint 20000 területen, épületegységben történtek a mérések, melyek közül körülbelül 740 esetben történt beavatkozás. Ezt további 400 eset követte, amelynek végeztével a Grand Junction-i rekultiváció befejeződött. Számos épületet és utat is felszedtek a lakosság védelme érdekében. Ezt további zagytározók áthelyezése, rekultivációja követett. Hasonló eset történt az ukrajnai Zhovty Vody-ban is. A város utcáiba, épületeibe, terekbe beleépítették az uránbányászat/uránfeldolgozás során keletkezett radioaktív hulladékokat. A felmérések során, 5400 ponton találtak 1,2 µSv/h gammadózisteljesítményt meghaladó értéket. 460 helyen a gamma-dózis meghaladta a 10 µSv/h, és 57 helyen magasabb volt 30 µSv/h-nál. A terület rekultivációját 1980-as években kezdték meg, amely kiterjedt mind a lakóépületekre, lakóövezetre és az ipari területekre egyaránt. A folyamat nem volt olyan gyors, mint az amerikai esetben, mivel az 1994-es beltéri radonkoncentráció bomlástermékeinek (Rn_EEC) mérése alapján, a kétszáz mérési pont közül, a lakások 14 %-a 100-200 Bq/m3 között változott. 19 %-a 200 és 1000 Bq/m3 között volt, míg a mért lakások 3,4 %-ban meghaladta az 1000 Bq/m3 értéket. Ennek alapján a beavatkozásokat tovább folytatták, és a kritikus helyeken bevatkozásokat írtak elő.
14
2
IRODALMI ÁTTEKINTÉS
2.1
Radon jellemzése
A radon a 86-os rendszámú elem, mely a nemesgázok csoportjába tartozik. A környezetben három izotópja fordul elő, mindegyik a három természetes eredetű bomlási sor egy-egy tagjaként. A 222Rn (radon) az 238U bomlási sorában, a 220Rn (toron) a 232Th bomlási sorában, míg a 219Rn (aktinon) az
235
U bomlási sorában keletkezik [46,
47]. Az aktinon-nal érdemben nem kell foglalkoznunk, mivel a felezési ideje rövid (3,9 s) és az
235
U alacsony gyakorisága miatt, kis mennyiségben van jelen. A toron sem jelent
számottevő problémát a dózistöbblet szempontjából, igaz a felezési ideje nagyobb az aktinon-nál (55 s) és mennyiségben is nagyobb arányban van jelen, de a rövid felezési ideje miatt, anomális koncentrációt, csak nagyon speciális környezetben alakíthat ki. Legnagyobb mennyiségben a 226
222
Rn izotóp fordul elő, mely az 1622 év felezési idejű
Ra (rádium) alfa-részecske kibocsátásával járó bomlásából keletkezik. A
222
Rn
felezési ideje 3,824 nap. Ez az időtartam és a nagyobb mennyiség elegendő ahhoz, hogy a lakásokban feldúsulva, problémát okozzon.
2.1.1
A radon transzportja
A radon kőzetekben végbemenő migrációs folyamatát két szakaszra bonthatjuk [33, 34, 35]: •
radonatomok pórustérbe való emanációja,
•
radonatomok migrációja a pórustérben.
Az emanációs folyamatot további két részre bonthatjuk: legelső lépés a radonatom keletkezése, mely a rádium alfa-bomlása útján megy végbe, majd ezt követően a radonatom kijutása az ásványszemcséből a pórustérbe.
15
A képződött radon egy része a kristályrácsban marad, míg a másik része kijut szemcseközti pórustérbe. A radon emanációjának folyamata a következőképpen játszódik le [36, 37]: Az alfa-bomlás során keletkező radonatom az energia- és lendület-megmaradás törvénye szerint visszalökődik. A visszalökődő radonatom kinetikus energiája 86 keV, ami elegendő arra, hogy a radonatom elmozduljon a keletkezési helyétől, és a közegben egy bizonyos utat megtegyen. Az átlagos úthossza kőzetszemcsékben 20-70 nm, vízben 100 nm, míg a levegőben teszi meg a leghosszabb utat, 63 µm-t. A radonatom kiszabadulását a kőzetszemcséből az 1. ábra illusztrálja [47]:
Ra Rn
szemcse α pórustér
víz
visszalökődés gázfázisba
α
visszalökődés vízfázisba
1. ábra. A 222Rn-atomok emanációja
A radonatom kiszabadulása a kőzetszemcséből gyakorlatilag négy tényezőtől függ. Legfonatosabb a rádiumatom elhelyezkedése a kőzetszemcse térfogatában/felületén, a visszalökődés iránya, a pórusvíz mennyisége, és a kőzet szemcseméret-eloszlása. A radonatom kijutásának, vagy szemcse belsejében maradásának lehetséges esetei a következők: •
A visszalökődő radonatom az ásványszemcsében marad, ha a bomlás a szemcse felszínétől a visszalökődési úthossznál nagyobb mélységben keletkezik, vagy a visszalökődés következtében a radonatom a részecske belseje felé mozdul el.
•
Abban az esetben, ha a rádiumatom a szemcse felületen, vagy a felülethez közel helyezkedik el, és a visszalökődés iránya is megfelelő, a radonatom kijuthat a pórustérbe. Amennyiben a pórusteret gáz tölti ki, kicsi annak a valószínűsége, 16
hogy a radonatom a pórustérben álljon meg. Ilyenkor, nagy valószínűséggel a szomszédos szemcsében nyelődik el. De az így elnyelődött radonatom, diffúzió útján a pórustérbe migrálhat, az általa elroncsolt becsapódási úton. •
A radonatom nagy valószínűséggel a pórustérben marad, ha a szemcséből kilépő radonatom a pórusvízbe érkezik.
A kőzetből pórustérbe kijutott és az abban összességében keletkező teljes radonmennyiség arányát nevezzük emanációs koefficiensnek, és szokásosan % -ban adjuk meg. Emanáció mértékét jelentősen befolyásolja a kőzetek pórusvíz tartalma. Számos mérés alapján megállapították, hogy az eltérés általában 4-20 szoros lehet a nedves kőzet javára [38]. A pórustérbe emanálódott radonatomok további transzportját alapvetően két folyamat határozza meg: •
molekuláris diffúzió,
•
pórusteret kitöltő folyadék- és gázfázisból eredő advekció (szállítás).
Amennyiben a póruskitöltő közeg nyugalomban van, a diffúzió tekinthető a radontranszportot
meghatározó
folyamatnak.
A
különböző
közegek
diffúziós
koefficienseit az 1. táblázat tartalmazza [39, 40]:
Közeg
D(m2s-1)
Levegő
10-5
Sziklás - durva kavics
10-5 - 5*10-6
Száraz homok
10-5
Nedves homok
2.5*10-6
Rétegzett hordalék
5*10-7 - 2.5*10-7
Agyagos réteg
8*10-8
Víz
10-9
1. táblázat: 222Rn diffúziós koefficiensei, különböző közegekben
Figyelembe véve a radonatomok átlagos élettartamát, ami 5,5 nap, és az egyes táblázat diffúziós koefficienseit, könnyen kiszámítható, hogy a radonatomok mekkora utat képesek megtenni az egyes közegekben. Ennek megfelelően a vízben a radonatomok 5
17
cm-es, az átlagos talajokban 2 m-es (átalagban 1,2 m [43]), míg a levegőben 5 m-es távolságra juthatnak el, pusztán a diffúzióval [40, 44, 45]. Ha a talaj pórusai teljesesen telítettek vízzel, akkor a talaj a vízzel megegyező, vagy még
annál
is
gyengébb
diffúzióval
rendelkezik.
Ebből
adódóan,
a
talaj
permeabilitásából következtethetünk az adott terület diffúziós tényezőjére. Ennek részletes tanulmányozását Rodger és Nielsen 1991-ben végezte el [41, 42]. Végezetül megállapítható, hogy a diffúzió önmagában nem elegendő a nagyobb mélységekből történő radonfeláramláshoz. Ahhoz, hogy a radon több 10 m-es mélységből feláramoljon, szükséges a pórusteret kitöltő közeg mozgása. Ezt a mozgást veszi alapul a diffúziós-filtrációs modell, mely a pórusokat kitöltő közeg folytonos feláramlásával számol [46, 52]. Azonban ez a feláramlás átlagban nem éri el a több m/nap filtrációs sebességet, ami nem elegendő a nagyobb, akár több 100 m-es mélységekből történő radonfeláramláshoz. Ekkora feláramlási sebességgel, a geogázos radontranszport mikrobuborékos modellnél jelentkezik, melynek kidolgozására és meglétének alátámasztására, számos kutató végzett vizsgálatot [48, 49, 50, 51]. Geogázok alatt a földkéregben található és rendszerint mozgásban lévő természetes eredetű gázokat értjük. A szakirodalom számos lehetséges forrásról tesz említést, melyeket a következőkben röviden részletezzünk: •
A legjelentősebb a földköpeny és a földkéreg kigázosodási folyamatából eredő különböző, azaz levegőben is uralkodó gázok, a nitrogén, oxigén, széndioxid, argon, hidrogén és a hélium [53, 54]. Ezen felül, még a metánt is meg kell említeni, mely adott esetben, nagyobb mennyiségben is jelen lehet.
•
Jelentős geogáz mennyiséget szolgáltat a földkéregbe került szerves anyag elbomlása is. Itt elsősorban a széndioxid és a metán jelenlétét kell megemlíteni [46].
•
A kőzetek radioaktív elemtartalma is előidéz geogáz feláramlást. Elsősorban az alfa-bomlás során felszabaduló energia a vízmolekulák elbontására fordítódhat, mely ezáltal hidrogént és oxigént képez. Utóbbi, a környezetben lévő szerves anyagok oxidálását követően széndioxid formájában távozhat, míg a hidrogén kémiailag semleges H2 molekulákat alkot [46]. Ezenfelül, még a héliumot kell megemlíteni, ami maga az alfa-részecske.
A geogázok ismertetése után feltevődik a kérdés, hogyan is működik ez a mikrobuborékos modell. Ennek részletezése Magyarországon, Baranyai István és
18
Várhegyi András nevéhez fűződik [46, 55, 56, 57], melynek elméleti alapja a következő: Adott geogáz feláramlás mellett, a pórusokat kitöltő pórusvíz telítődik a feláramló geogázzal, így azok gázbuborékokat alkotnak. A keletkezett buborékok, új felhajtóerőt szolgáltatnak a meglévő geogáz által szolgáltatott filtrációs felhajtóerőhöz (utóbbi nem szolgáltat elegendő sebességet a nagy mélységekből való radonfeláramláshoz). A gáz és víz fajsúlykülönbségéből adódó felhajtóerő jelentkezik, mely a geogázok feláramlási sebességét nagyságrendekkel megemelheti. A radonatomok a keletkezett buborékokhoz kötődnek, elsősorban azok folyadék-gáz fázishatárához. Így amennyiben a buborékok mozognak, úgy szállító közegként szolgálnak a radonatomoknak [46]. A buborékok kialakulásához, mindenképpen szükséges a vízzel telített közeg (ellenkező esetben diffúziós-filtrációs modell érvényesül), és a buborékok méretéhez viszonyítva nagy pórusmérettel rendelkező kőzetek. Tömör kőzetekben, csak a repedések mentén alakulhat ki buborékos transzport. A radon, a kőzet/talaj felső rétegébe való migrációját követően, kijut az atmoszférába (exhaláció). Ennek mértékét, számos tényező határozza meg: Nagysága függ a talaj radon koncentrációjától, mely továbbá függ a talaj
226
Ra
tartalmától [65, 66, 67], és a mélyebb rétegekből feláramlott radon mennyiségétől. A talaj repedezettsége és permeabilitása [68, 69] nagymértékben elősegítheti a radon exhalácoióját. Meteorológiai paraméterektől (hőmérséklet, légnyomás, évszakok) [70]. A permeabilitás nagysága nagymértékben függ a talaj részecskenagyságától, sűrűségétől és a talaj víztartalmától.
2.1.2
A radon egészségügyi hatásai
A radon, miután a talajból és a vízből a légtérbe kerül, további transzportját a keveredési diffúzió, és a légáramlások által kialakított advekció határozza meg. Ennek megfelelően, a radon képes zárt terekben az egészségügyi határértéket meghaladó koncentrációban feldúsulni.
19
Az egészségügyi problémát a radon rövid élettartamú bomlástermékeinek belélegzése eredményezi. A
218
Po, a
214
Pb, a
214
Bi és a
214
Po a levegőben lebegő porszemcsékhez
tapadnak, amelyekkel együtt belélegezzük őket. A porszemcsék egy része megtapad a tüdő felületén, és csak lassan, pár óra elteltével távozik onnan. Az eltelt idő alatt a bekerült atomok elbomlanak, és besugározzák a tüdő érzékeny sejtjeit [47, 58]. Ennek következtében növelik a tüdőrák kialakulásának esélyét. Számos publikáció foglalkozik a radon tüdőrákon kívüli hatásaival is. Ennek eredményeképpen, számos más rákos megbetegedéseket vizsgáltak, és összefüggést kerestek a magas radonkoncentrációval. Ezek között van a melanóma, veserák, leukémia, és a Hodgking kór is [59, 60, 61, 62]. Vizsgálataik alapján a radon feloldódik a vérben, és így más szervekbe is eljuthat. Az oldódás a zsírszövetekben 16-szor erősebb, mint a vérben, így az esetleges további akkumuláció a zsírszövetekben gazdag szervekben történhet. Így a vörös csontvelőben is, melynek zsírtartalma 40%. Vizsgálataikban összefüggést véltek felfedezni a radon és az említett rákos megbetegedések között. De abban egyetértettek, hogy a radon más szervekre nagyon kis mértékben hat, így a hatás kimutatása nagy statisztikai hibával lehetséges. Ennek megfelelően, nemzetközileg a radon tüdőrákkeltő hatását ismerték el. A munkámhoz nagy fontossággal bíró epidemiológiai vizsgálat készült a kővágószőlősi lakosság körében is. A vizsgálat célja az volt, hogy összefüggést keressenek a településen előforduló daganatos megbetegedések, és a volt uránbányászat között. A vizsgálatot az ÁNTSZ Baranya Megyei Intézete Epidemiológiai Osztálya, 2005-ben végzete el [63], melyet kiegészítettek egy uránbányászattal nem érintett baranyai településsel, mint kontrolcsoport vizsgálatával. A kiválasztott település Somberek volt, melynek lakosságszáma, nem- és kor szerinti összetétele hasonló Kővágószőlőséhez. A vizsgálat kérdőíves módszerrel történt, mely kiterjedt a lakosok lakóhelyi adataira (ház típusa, építőanyagok stb.), munkahelyi expozíciós adatokra (urán- illetve szénbányászat vonatkozásban), az egészségügyi adatokra, családban előfordult betegségekre, és az életmódbeli szokásokra (dohányzás). A kapott eredményeket összevetették az általunk mért kővágószőlősi radiológiai felmérésekkel (beltéri radonkoncentráció és gammadózisteljesítmény értékekkel). A vizsgálat során megállapították, hogy Kővágószőlősön a daganatos megbetegedések előfordulásának gyakorisága az országos átlaghoz képest szignifikánsan emelkedett. Ezt az emelkedést nem tulajdonították sem az uránbányászat hatásának, sem a területre
20
jellemző magasabb radiológiai háttérnek. Ezt az állításukat a sombereki vizsgálattal támasztották alá, ahol hasonló mértékű gyakoriságnövekedés volt megfigyelhető. Kővágószőlős területén, négy tüdődaganatos megbetegedés közül három esetben a családban már előfordult egyéb daganatos megbetegedés. Közülük senki nem dolgozott bányában, viszont mid a négyen erős dohányosok voltak. Sajnos egyetlen esetben volt beltéri radonkoncentráció mérés, ennek értéke nem volt emelkedett. Az adatokat egybevetve, rizikótényezőnek vették a radoninhalációt, de negatív egészségügyi hatását, daganatos megbetegedésekkel alátámasztva, nem tudták kimutatni.
2.2
Zagytározók jellemzése
Az uránbányászat fejlődésével egyre inkább teret kapott az érc helyben való feldolgozása, uránoxid kitermelése a kőzetből. Az ötvenes évek végén és a hatvanas évek elején, mikor kialakították az ércdúsító üzemet (ÉDÜ), az itt keletkezett nagy mennyiségű feldolgozási maradékot, meddőzagyot el kellet helyezni az ÉDÜ-hez közel eső helyre. E követelménynek megfelelően alakították ki az egyes (1962-ben) és ezt követően a kettes (1979-ben) zagytározót. A zagytározók a K-Ny-i irányú Pécsi-medencében helyezkednek el, melyet északról a Ny-Mecsek, délről a Pellérd-Görcsöny dombvidék határol. Pécstől ugyan megfelelő távolságban vannak (több mint négy kilométerre), viszont Pellérd egy kilométeres távolsága már lehetővé teszi az esetleges, zagytározókról kikerült szennyeződések megjelenését a községben (2. melléklet).
2.2.1
Zagytározók kiindulási radiológiai állapota
Ahhoz, hogy jobban lássuk milyen problémát okoz a zagytározókra kihelyezett zagy, ismernünk kell annak összetételét, fizikai, kémiai és radiológiai paramétereit. A kitermelt magas urántartalmú uránérc fizikai dúsítást követően, vegyi feldolgozásra került az ércdúsítóba. A vegyi dúsítás során az uránt az érc nedves őrlésével kapott zagyból kénsavas feltárással nyerték ki (3. melléklet). Az érc kémiai feltárásakor a
21
radioaktív egyensúly megbomlik. Gyakorlatilag két, eltérő radioaktív jellegű termékcsoport keletkezett: az egyikben (oldat) az urán, a másikban (szilárd) pedig a rádium és bomlástermékei dominálnak. Nemcsak az urán és rádium viszonylatában, hanem az urán és közvetlen bomlástermékei között sincs egyensúlyi állapot, amely az oldat fázisban az U-238 és Th-234 eltérő koncentrációját eredményezi és az eredeti rádium tartalom legfeljebb 1 %-a jelenik itt meg. Ugyanakkor a szilárd fázisban található a rádium-226 mennyiségének kb. 99 %-a, a tórium izotópok közel 70 %-a és a fel nem táródott urán (az eredeti tartalom max. 10 %-a). Ez a szilárd termék semlegesítés után került ki a zagytározókba [2, 3]. Az érc vegyi dúsításának teljes időtartama alatt keletkezett meddő mennyisége kb. 20 millió tonnát tett ki, és a két zagytéren összesen 19 000 t természetes uránnak megfelelő (ekvivalens) mennyiségű bomlástermék lett kihelyezve, és a felhalmozott meddőzagy összes radioaktivitása meghaladja a 2*1015 Bq-t [4]. A zagytározók anyagát folyamatosan vizsgálták, ahogy a zagytározók rézsűjét, úgy a platók egész területét is. A zagyot hidrociklon szeparációs módszerrel helyezték ki a tározókra, ugyanis követelmény volt a durva, nagyobb szemcse összetételű rézsű kialakítása. Emiatt e részen a zagytározók radioaktivitása alacsonyabb, mit a belső, finomabb részecskéből álló területen, ugyanis a radionuklidok hajlamosak a finomabb frakciókban dúsulni. A zagytározók átlagos radiológiai jellemzői a következők:
Gamma dózistelj. nGy/h
Mintavétel helye
Fajlagos aktivitás Bq/kg
1. zagytér
4830
1000
4500
6000
2558
2. zagytér
4810
800
4450
7000
2248
Aktivitáskoncentrációk (Bq/kg) 238
226
U
Ra
210
Pb
2. táblázat: zagytározók átlagos radiológiai jellemzői
A táblázat is jól mutatja a radiológiai egyensúly-eltolódást az urán bomlástermékei felé. Ezáltal a zagy anyagának a radioaktivitását gyakorlatilag a rádium tartalma határozza meg. Emiatt is, a fajlagos aktivitás megadása rádium ekvivalensben szokásos. A radon exhalációját nagymértékben elősegítette a zagy kis szemcsemérete és magas rádiumtartalma. A zagyterek nedvességtartalmától, részecske-összetételétől és az 22
időjárástól függően 4-10 Bq/m2s exhaláció mérhető a csupasz zagyfelületen [2]. Ez a háttérnél nagyságrendekkel magasabb exhaláció a zagytározók közvetlen környezetében nagymértékben megnövelte a szabadtéri radonkoncentrációt. Az éves átlagérték 200 Bq/m3 volt, hónaponkénti ingadozás 100-400 Bq/m3 között változott.
2.2.2
Zagytározók radiológiai hatásai
A zagytározók radiológiai hatásai szerteágazóak, hatással vannak mind a természetre, mid az élőlényekre és a környező lakosságra is. A rekultiváció előtt jelentős radioaktív szennyezés származott a radon, a por és aeroszol valamint a radioelemekben és sókban gazdag víz kibocsátása által. A zagytározók kiindulási, rekultiválatlan állapotában (a kettes zagytározón) kisebb, (az egyes zagytározón) nagyobb kiterjedésű tavak helyezkedtek el, melyek a felporzást nagymértékben megakadályozták, viszont a beszivárgó víz a közelben elhelyezkedő vízbázisokra (tortyogói és pellérdi vízbázisok, melyek 500 ill. 2500 m-re helyezkednek el a zagytározótól) nagymértékű veszélyforrásnak bizonyult [5]. Ennek érdekében a rekultiváció során a víztartalmat minimálisra kellett csökkenteni, ezzel lehetővé téve a morfológia megfelelő kialakítását és inaktív talajréteg felhordását a zagy felszínére. Miután megtörtént a zagy kiszárítása, megnövekedett a felporzás, mely a közeli község, Pellérd lakosainak és a zagytározókon dolgozó alkalmazottak járulékos sugárterhelését okozhatja. A felporzásból adódó dózistöbblet mindaddig fennáll, míg a két zagytározót teljes mértékben le nem fedik az inaktív talajréteggel. Ezáltal megszűnik a gamma-sugárzásból eredő dózistöbblet, lecsökken a zagy felpozrása, a radon kiáramlás, és az inaktív fedő kiképzésének köszönhetően a vízbázis védelme is megoldódik, mivel az inaktív fedő vízzáró (agyag) réteggel is rendelkezik. A többrétegű inaktív fedő felszínét 2%-os lejtéssel képeztek ki a csapadék elvezetése érdekében. A fedő réteg leárnyékolja a gamma-sugárzást, gyakorlatilag már fél méteres vastagságú inaktív réteg is elegendő a mélyebbről érkező gammasugarak elnyelődéséhez. Esetünkben a másfél méteres vastagság e tekintetben biztonsági tartaléknak mondható, az esetleges erózió és a radionuklidok migrációja miatt viszont szükségesnek látszik. De a másfél méteres réteg a radon exhaláció lecsökkentése miatt is indokolt, mivel a szabad 23
zagyfelület többlet-radon exhalációja mérésekkel jól kimutatható a közeli községben, Pellérden.
2.2.3
Zagytározók rekultivációja
A bányabezárást követően a környezeti károk helyreállításának egyik legnagyobb beruházása a zagytározók környezetbe illesztése/rekultiválása volt. Mára már csak az egyes zagytározó lefedése van hátra (4. melléklet). A sugárvédelmi követelmények megfogalmazásához a Nemzetközi Sugárvédelmi Bizottság ICRP-60-as és ICRP-65-ös kiadványait, a Nemzetközi Atomenergia Ügynökség (NAÜ) 1994. évi kiadványát (Technical Reports No. 362) [6], valamint az Országos „Frédéric Joliot Curie” Sugárbiológiai és Sugáregészségügyi Kutató Intézet (OSSKI) 1991-ben készült tanulmányát vették alapul [7]. Ezen ajánlások alapján és a nemzetközi gyakorlat egyes határértékeinek átvételével (elsősorban a német szabályozást vették alapul) alakították ki a rekultivációs programot, természetesen az ALARA-elv figyelembevétele mellett. A cél bizonyos esetekben a korlátozott területhasznosítás volt. Ennek az alapkövetelménye, hogy az ilyen területen tartózkodó egyén többlet-sugárterhelése évenként nem lépheti túl az 1 mSv effektív dózist. A fedőréteg megfelelő rétegösszetételének és vastagságának megállapításához kísérleti parcellák kialakítására volt szükség. Az előzetes modellszámításokat is figyelembe vették az egyes zagytározó lefedésénél. A kísérleti fedés nem mindenben hozta a kívánt hatást és a számításokkal sem volt teljes összhangban. De mint kiderült, ez a fedés kis mérete miatt volt, mert a radon és a gamma-sugárzás is oly nagy intenzitású a zagyterületeken, hogy egy kis parcella lefedett felszínén a lefedetlen területek zavaró hatása miatt még nem várható el a kívánt, számított hatás. A fedőtakaró radon visszatartó-képességének elméleti modellezését Dr. Várhegyi András dolgozta ki. A kettes zagytározó lefedése eddig igazolta a modellszámítások előrejelzését [8]. A 3. táblázat mutatja a zagytározó rekultivációs követelményeit, melynek 1 ha (100*100 m-es) területen mért értékek átlagában kell teljesülnie. A megadott fajlagos aktivitások alatt a Ra-226-ekvivalens összes aktivitáskoncentrációt kel érteni.
24
Radiológiai paraméter
Elvi követelmény
Konkrét határérték
gamma dózistelj.
háttér + 200 nGy/h
380 nGy/h
nyílttéri 222Rn konc.
háttér + 20 Bq/m3
28 Bq/m3
-
0,74 Bq/m2s
222
Rn exhaláció felső 15 cm-
Fedőréteg
ben
fajl.
ez alatti 15 aktivitása
cm-enként
háttér + 180 Bq/kg
305 Bq/kg
háttér + 550 Bq/kg
675 Bq/kg
3. táblázat: Zagytározók rekultivációs követelményei
A táblázatban megadott háttérértékeknek a helyi értékeket vették alapul, mivel az országos átlaghoz képest ez a terület eredetileg is magasabb háttérsugárzással rendelkezett/rendelkezik és az ALARA elv figyelembevételével ez ésszerű. Korlátozás van a zagytározó területéről elfolyó (kibocsátható) víz radioelem tartalmára is, melynek értékeit a 4. táblázat tartalmazza.
Radiológiai paraméter
Felszíni befogadóra
Uterm koncentráció
2,0 mg/l
226
Ra aktivitáskoncentráció
1,1 Bq/l
4. táblázat: Befogadóba engedhető víz radioelem tartalma
A zagytározó felszínén lefolyó és az elszivárgó csapadékvizet a rekultiváció során kiképezett szivárgó- és övárok-rendszer gyűjti össze, melyet - mintázást követően - ha szükséges tisztítanak, ha nem, a befogadó vízbe (Pécsi víz) engedik [9]. A zagytározók rekultivációjának első lépése, a felszín stabilizálása volt. Ki kellett szárítani mind a két zagyfelületet. A kettes zagytérnél ez nem volt nagy probléma, vízelvezetés után a nyári nagy hőség és aránylag kis mérete miatt könnyen és gyorsan kiszáradt. Így a két zagytározó közül a kettes zagytározón kezdődhetett meg először a zagy áthalmozása, zagyfelszín lejtésének kialakítása. Az egyes zagytározó víztelenítése
25
nehezebb volt, a nagyobb mennyiség és a kicsi szivárgási tényező miatt (10-5-10-6 cm/s), ami jellemezte a zagytározókat. Több kísérlet is folyt a víztelenítésre, de végül geoszintetikus anyagok segítségével valósították meg. A zagyfelszínre fektetett átmeneti takarás többlet súlya kiszorította a sűrű zagyból a pórusvizet, melyet függőleges drénrendszer és vízszintesen lefektetett geopaplan használatával vezettek el. A zagy teherviselő képességének növelése érdekében az átmeneti takarás alá georácsot terítettek. Az áthalmozást követően felhordott inaktív lefedési rétegnek be kell töltenie a biológiai és radonmigrációs gát szerepét, vízzárónak kell lennie, ugyanakkor biztosítania kell a felső talajrétegen átszivárgó víz jelentős részének kivezetését, az erózióveszély csökkentését, és megfelelő táptalajként is kell szolgálnia a növényzet számára. A nemzetközi irodalom is ezt a megoldást ajánlja, természetesen minden esetben a helyi viszonyoknak megfelelően [10, 11, 12]. Éppen ezért műszakilag indokolt a többrétegű fedés kialakítása, mert egyetlen anyag nem tud kielégíteni minden feltételt, amit a fedéssel szemben támasztottak. A kettes zagytározón 2002-ben megtörtént a lefedés, majd 2003-ban a növényesítés. A fedési réteget az 5. táblázat mutatja:
Fedési rétegek
Rétegvastagság
Fedőtalaj, lösz
60 cm
Szivárgó réteg, homok
30 cm
Tömörített lösz
30 cm
Tömörített agyag
30 cm
5. táblázat: Kettes zagytározó fedőszerkezete
Az egyes számú zagytározó kiszárítása 2002 év végére befejeződött és elkezdhették az áthalmozási,
felületkialakítási
munkálatokat.
Ezen
munkálatok
befejeztével
a
rekultivációt rövid időre, pénzügyi gondok miatt felfüggesztették. Mivel a zagy áthalmozása megtörtént, a zagy felülete csupaszon, szárazon maradt, ami a felporzást erősen elősegítette, ezzel megnövelve a környező lakosok és a területen dolgozó emberek sugárterhelését. A tervek szerint a 2008-as év végéig befejezik a zagytározó teljes lefedését a következő (6. táblázat), egyszerűbb, költségkímélőbb, de a követelményeknek szintén megfelelő fedőszerkezettel:
26
Fedési rétegek
Rétegvastagság
Fedőtalaj, lösz
80 cm
Tömörített lösz
40 cm
Tömörített agyag
30 cm
6. táblázat: egyes zagytározó fedőszerkezete
A legmegfelelőbb rétegrendek kiválasztásában számos publikáció is segítséget nyújtott [73, 74], melyekben számos rétegrend kombinációt teszteltek. Öt legfontosabb rétegrend melyet Caldwell tanulmányozott: egyszerű vegetációs/kőzet fedő, RCRA fedő, dupla drain fedő, múlti-összetételű fedő és az erózióálló fedő. A vizsgálatai során a múlti-összetételű fedő rendelkezik a legjobb tulajdonságokkal, és a legdrágább is a z összes közül. A rétegrendek rétegezését nem mutatom be, de mindegyik rendelkezik radon- és vízvisszatartó réteggel (legtöbbször tömörített agyag), vízelvezető réteggel (homok) és a felszíni vegetációt kiszolgáló réteggel.
2.3
Bányavágatok és üregrendszerek radiológiai hatása és környezetük radiológiai felmérése
A bányászat során keletkezett nagy méretű és kiterjedésű üregrendszer radiológiai szempontból is jelentős hatással lehet a felszínre, mivel ezekben az üregekben nagy koncentrációban gyülemlik fel a radon, melynek esetleges felszínre jutása lokális problémát okozhat. A 7,9 Mm3 üregtérfogat [1] jelentős része lakott területtől távol esik, nagy részük ezektől kisebb nagyobb távolságokra, mélyen a Mecsek hegység belsejében helyezkednek el. Így ezek felszínre gyakorolt hatása elhanyagolható. Ami problémát jelenthet, az a felszínhez közel és a lakott területen található üregrendszer, bányavágatok. A 7. táblázat tartalmazza az egyes bányaterületekhez közeli, vagy rajtuk lévő településeket:
27
I. Üzem Bányatelek környezetében
Cserkút,
lévő
Kővágószőlős
települések
II. Üzem
III. Üzem
Bakonya,
Cserkút,
Hetvehely,
Kővágószőlős
Kővágótöttös Kővágótöttös,
IV.Üzem
V. Üzem
Abaliget,
Abaliget,
Orfü
Hetvehely
7. táblázat. Bányatelkek környezetében lévő települések
A négyes és az ötös bányaüzemek nagy mélységben (>200 m) helyezkednek el és a lakott területektől is messze találhatók, így az esetleges radiológiai hatásukkal gyakorlatilag nem számolunk. A kettes üzem úgyszintén mélyen helyezkedik el és a hozzá közel eső települések is elég nagy távolságban vannak ahhoz, hogy esetleges nagyobb radonmennyiség feláramoljon. A gamma-dózisteljesítmény mérések is, a területre jellemző háttér értékeket adtak. A radonkoncentráció mérések alapján ezekben a községekben a bányászat hatására nem emelkedett meg a háttér sugárzás, többletdózist nem okoz az ott élő embereknek. A bányaüregrendszer elhelyezkedése szempontjából, az egyes és a hármas üzemnek lehetnek negatív hatásai. Az egyes üzem üregrendszerének nagy része felszínhez közel helyezkedik el, már húsz méteres mélységtől találhatók üregek, fejtések. A területen sok kiszolgáló épület található, a bánya bezárását követően ezek értékesítésre kerültek. Így ezen a területen úgymond ipari park alakult ki, melynek következtében számos cég központja ide települt. A privatizáció során az épületeket felmérték beltéri radonkoncentrációra, és az alacsony radonkoncentrációjú épületeket értékesítették. Az anomáliával rendelkező épületekben a radonkoncentráció csökkentésére irányuló technikák kidolgozása és alkalmazása eddig még nem történt meg, dolgozatomban erre teszek megoldási javaslatokat. A hármas üzem üregrendszere viszonylag mélyen helyezkedik el. Üregrendszereinek felszínre gyakorolt hatásában két község érintett, Cserkút és Kővágószőlős. A cserkúti részen az üregrendszer egyik mellékelágazása terjedt ki ebbe az irányba. Egy kisebb kiterjedésű érclencsének a kitermelése történt meg a község északi részén, hetven méteres mélységben. Részletes felmérést egyelőre nem végeztek, de a pontos értékek megállapításához ezt pótolni kell. A nagy mélység, és amiatt hogy a kitermelés nem terjedt ki az egész község lakott területére, nem vártunk jelentős felszíni radiológiai hatást. A biztonság kedvéért azonban az esetleges meglévő repedések, törésvonalak 28
hatását vizsgálnunk kell ahhoz, hogy megállapítsuk, biztosan nem áramlik fel a bányaüregekben összegyűlt magas radonkoncentrációjú levegő. Kővágószőlős egész területe a hármas üzem hatásterületén helyezkedik el. Igaz, hogy az üregrendszerek viszonylag messze és mélyen helyezkednek el a lakott területtől, de a község alatt húzódó északi táró (bányavágat) okozhat dózistöbbletet a felette elhelyezkedő lakóházakban. Tanulmány készült az északi táró felhagyásának kőzetmechanikai stabilitásáról [14], mely egyértelműen állítja, hogy nem várható további főtemozgás, azaz a vágat falai stabilak. Ez az egész terület erősen repedezett, nagy törésvonalak és zúzott zónák jellemezték már a bányászat előtti időkben is, amit a bányászat hatása csak erősített. Elméletileg a vágat belsejében felhalmozódott nagy radonkoncentráció a repedéseken keresztül feláramolva lokális problémát okozhat. Ennek teljes körű kivizsgálása még nem történt meg, bár a kezdeti vizsgálatok eredményeiről a dolgozatomban beszámolok. A területet még a bányászat előtt felmérték, mind talajgáz radonkoncentráció, mind gamma-dózisteljesítmény tekintetében, melyek fontos információt adnak a terület alapállapotáról. Az orosz kutatók által végzett mérésekből egyértelműen kiderül, a Kővágószőlős alatt elterülő feküszürke homokkőben az urántartalom a földkérgi átlaghoz képest magasnak mondható, de érclencsét csak elvétve tartalmaz. Természetesen a kőzet urántartalma jelentősen hozzájárul a beltéri radonkoncentráció növekedéséhez [15, 16, 17]. A bányászat megszüntetése után elvégezett felmérés szerint is a kőzetek átlagos urántartalma háromszorosa az átlagos értéknek [30].
2.4
Beltéri radonkoncentráció csökkentésére irányuló beavatkozási technikák
A talajból, építő- és egyéb anyagokból exhalálódó radon zárt terekben, így az épületekben is feldúsulhat [18]. A lehetséges források átlagos megoszlása a 8. táblázatban látható. A beltéri világátlag 40 Bq/m3, de világszerte ennél magasabb érékek is mérhetők [19, 20]. Az ICRP 200-600 Bq/m3 közt javasolja az országoknak, a beavatkozási határérték megállapítását [21], ami természetesen az adott ország gazdasági helyzetétől, illetve a magas radonkoncentrációjú házak számától függ [22]. A javasolt határértéknek megfelelő lakótéri radonkoncentráció 3-10 mSv/év plusz
29
sugárterhelést eredményez, ami a mesterséges forrásoktól eredő 1 mSv/év lakossági korlátot jelentősen meghaladja.
Radon forrása az épületekben Földgáz Víz Külső levegő Építőanyagok és talaj
Hozzájárulás (%) 3,9 5,2 13,0 77,9
8. táblázat: Lakótéri radon lehetséges forrásai
A beavatkozásokat mindenképpen egy elővizsgálat, felmérés előzi meg. Meg kell állapítani, honnan ered a magas beltéri radonkoncentráció, és ennek megfelelően a leghatásosabb beavatkozást kell elvégezni. Az irodalomban megtalálható számos eset, mikor az építőanyagokból [23, 24], vagy a talajból (magas urán és rádium tartalom esetén) származik a magas beltéri radonkoncentráció [25]. A bányavágatokból, üregrendszerekből származó, nagy intenzitású radonfeláramlás hatására megnövekedett beltéri radonkoncentáció lecsökkentésére szolgáló beavatkozására szintén számos publikáció áll rendelkezésre [32]. A hazai kutatások, nem igazán előrehaladottak e terén, így ennek a problémának a kivizsgálása nagy fontossággal bír. Ugyanis az effajta beltéri radonkoncentráció megnövekedés sokkal gyorsabb, nagyobb intenzitású, mint ha a talajból, vagy az építőanyagból származna. Gyakorlatilag a mesterséges úton megnövekedett számú és méretű repedészónák következtében megnövekedett a permeabilitás [26, 27, 28] és ezek hatására fellépő nagymértékű radon exhaláció okozza a problémát, mivel az üregrendszerből a radon a repedéseken keresztül sokkal gyorsabban és nagyobb koncentrációban áramolhat fel a felszínre, mint egyébként. A beavatkozási technikákat tehát ilyen körülmények közt is vizsgálni kell. Számos beavatkozási technika ismert, ezek közül a legfontosabbak a következők: •
szellőztetés,
•
padló repedésmentesítése,
•
magas rádiumtartalmú talaj cseréje,
•
beltéri nyomás növelés,
•
padló alatti nyomás növelése/csökkentése,
•
radonyüjtő kút megszívása.
30
A felsorolt beavatkozások közül az első a legegyszerűbb, és gyakorlatilag semmilyen kialakítási költséget nem vonz maga után; egyszerűen a radonkoncentráció nagyságától és a benntartózkodási időtől függően megadott periódusok elteltével szellőztetni kell. Leghatásosabb a kereszthuzat, mely rövid idő alatt megteszi hatását. Igaz, ez a beavatkozás kis hatásfokú és a téli hónapokban igen költséges a fűtés miatt. A padló repedésmentesítését általában kiegészítő beavatkozásként alkalmazzák, de akár egyedi beavatkozásként is alkalmazható, kisebb beltéri radonkoncentrációknál. Természetesen akkor alkalmazzák, amikor bizonyíthatón a talajból áramlik fel a radon, és a kialakításnál talán az egyik legfontosabb szempont az összefüggő zárt felület. Több módja van a kialakításnak. Az új épületeknél összefüggő fólia leterítése adhatja meg a védelmet, vagy a már kialakított épületeknél a műgyantás padló kiképezése. E beavatkozás tartóssága megkérdőjelezhető, mivel a repedésmentesség kialakítása és folyamatos biztosítása nagyon nehéz. Elegendő akár egy repedés is a felületen, hogy az egész beavatkozás hatásfoka akár a nullával egyenlő legyen. A talajcserét általában akkor lehet kivitelezni, ha új épület építése előtt elvégzett vizsgálat szerint bizonyítottan a talaj anomális rádiumtartalma okozza majd a magas beltéri radonkoncentrációt. Kialakítása költséges, de a beavatkozás jó hatásfokú. Az irodalom által leginkább preferált beavatkozás a zsomp (földalatti üreg) kialakítása, padló alatti nyomáscsökkentéssel [31]. Bizonyos esetekben megfelelő lehet a nyomás növelése is, de csak abban az esetben, ha a talaj rádiumtartalma minimális. A radonkút kialakítása úgyszintén megfelelő módszernek bizonyult, mely akár több épület radonmentesítését végezheti egyszerre. Az egyes beavatkozások alkalmazhatóságát, hatásosságát elsősorban az épületekben uralkodó átlagos radonkoncentráció határozza meg [29]. Régebben készült épületeknél a különböző mentesítési módszerek alkalmazhatósága az 2. ábrán látható.
31
1. A nagy repedések tömítése
Csökkentési lehetőségek
2. Beltéri szellőztetés megnövelése 3. A padló alatti tér szellőztetése természetes úton 4. A padló alatti tér szellőztetése ventillátorral 5. Túlnyomás alkalmazása 6. A radongyűjtő zsomp szellőztetése passzív módon 7. A radongyűjtő zsomp szellőztetése ventillátorral 0
500
1000
1500
2000
2500
3
Beltéri radonszint [Bq/m ]
2. ábra: Beavatkozás lehetőségek alkalmazása (a világos rész a biztosan hatásos, a sötét rész a bizonytalan tartományt jelöli)
Az ábrán látható, hogy a radongyüjtő zsomp kialakítása a leghatásosabb. Az irodalom szerint 2000 Bq/m3 radonkoncentrációig tökéletesen alkalmazható, de ennél magasabb értékeknél már kiegészítő beavatkozásokat is alkalmazni kell (pl. repedésmentesítés). Az ábrán ugyan nem szerepel a radonkút hatásossága, de annak a mértéke eléri a zsomp hatásfokát.
32
3
Alkalmazott mérési és számítási módszerek, eszközök
3.1
222
Rn koncentráció mérése
Radon mérésekre, Genitron Instruments gyártmányú, ionizációs kamrával rendelkező AlphaGuard PQ2000 Pro radon monitort alkalmaztam, mely passzív és aktív üzemmódban egyaránt használható. Utóbbi esetben a 0,1 – 1 l/perc léghozamú AlphaPump légszivattyú csatlakoztatásával. Egyedi mintavételezésre és folyamatos monitoringra egyaránt alkalmas, igen széles, 2 Bq/m3 – 2 MBq/m3-es koncentrációtartományban mér, választhatóan 1 perc – 10 perc – 1 óra integrálási időközzel. A monitor LCD kijelzőjén a radonkoncentráción és a számlálási statisztikából adódó abszolút hibán kívül az aktuális légnyomás, hőmérséklet és relatív páratartalom adata is leolvasható, mindezek elektronikus memóriában is rögzítésre kerülnek. Rendelkezik egy GM csővel is, mely a gamma dózisteljesítmény mérésére alkalmas [64]. Az AlphaGuard radon monitor kalibrációját a gyártó nemzetközileg hitelesített radon mérőkamrában végezte és erről tanúsító bizonylatot adott, a kalibrációs állandó garantált pontossága ±5 %. A gyártó specifikációjával egybehangzó nemzetközi tapasztalatok szerint a műszer stabil, rendszeres újra-kalibrálást nem igényel. A kalibráció érvényességét a több berendezés egymással és az RGM-3 monitorral való időszakonkénti összemérésével évente ellenőrizzük.
3.1.1
Légtéri 222Rn koncentráció mérése
3.1.1.1 Mintavételes és folyamatos 222Rn koncentráció mérése
A mintavételes radon koncentráció mérésére a fent említett AlphaGuard radon monitort alkalmaztam, diffúziós üzemmódban. A mérés lefolytatására a mérőműszert elhelyeztem a vizsgálandó mérőpontra. A mérési eredményeket a radonkoncentráció beállásához szükséges 20–30 perc kivárása után feljegyeztem. Minden esetben 3–5 leolvasást végeztem, alacsony koncentrációknál ugyanis a mérési eredmények szórása
33
meglehetősen nagy (a radioaktív számlálási statisztikából adódó abszolút hibát az AlphaGuard berendezés a mérési eredménnyel együtt kijelzi). A mérési eredmények közül csak azokat vettem figyelembe, amelyeknek a 10 perces impulzusgyűjtési periódusa alatt a monitor már teljes egészében a vizsgálandó területen volt (azaz értelemszerűen az első kijelzett értéket, mint kevert minta adatát, nem vettem figyelembe) [64]. A folyamatos méréshez is a már említett AlphaGuard radon monitort alkalmaztam folyamatos üzemelés mellett a kialakított mérési állomásokon. A mérések az egész évet átölelik, tíz perces időintervallum alatt egy adatot rögzít a műszer. A monitoring állomások közöl a pellérdi és az egyes zagytér vízkezelő üzemén kialakított állomásai rendelkeznek ezzel a műszerrel. Előnye, akár napi kiolvasás mellett azonnali információ megszerzése, mely egyes esetekben nagy fontossággal bír [64].
3.1.1.2 Integrális
222
Rn koncentráció mérése
Az integrális radonkoncentráció mérésére mind a beltéri mind a nyílttéri méréseknél az SSNTD detektorokat használtam. Ezek szilárdtest nyomdetektorok, anyagukban leggyakrabban speciális polimerek, melyek molekuláris szerkezetében az alfa-sugárzás maradandó roncsolást végez. Ezek vegyi eljárások útján felnagyíthatók és az így kialakult nyomok megszámolhatók. A mérésekhez CR-39 típusú TASTRAK nyomdetektort alkalmaztam. A detektor egy műanyag tartóban van elhelyezve, melyet a ’National Radiation Protection Board, U.K.’ gyárt. Az expozíció után (időtartama függ a várható radonkoncentráció nagyságától) a detektor 6M NaOH oldatban lett maratva 90±0,5 oC-on 2,5 órán keresztül. A detektorok kiértékelését a VIRGINIA szoftverrel végeztem. A kalibrációt egy Genitron Instruments GmbH által gyártott EV03209 típusú kalibráló kamrában PYLON RN 2000A típusú (Ra-226 aktivitású) emanációs forrással beállított radonkoncentrációjú gázzal végeztem. A mérések hibája <10 %.
34
3.1.2
222
Rn exhaláció mérése
A mérés kivitelezése úgy történik, hogy egy hengeres, egyik oldalán zárt edényt, az ún. radon akkumulációs edényt nyílásával lefelé fordítva a talajba préseljük, és az edény légterében mérjük a radonkoncentráció felnövekedését. Az edényhez két golyóscsappal ellátott kivezetés tartozik, amely biztosítja, hogy megfelelő cirkulációs mintavételi eljárással – a mérőtér belvilágának jelentősebb megzavarása nélkül – az edény légteréből levegőmintát vegyünk. A radon felnövekedési görbe kezdeti, néhány órás szakasza közel lineáris, a görbe meredeksége a radon exhaláció értékével arányos. Ezen kezdeti szakasz viszonylag érzéketlen a talaj inhomogén szerkezetéből, az edény-talaj szigeteletlenségéből és a radon inverz irányú diffúziójából adódó ingadozásokra, bizonytalanságokra. A lineárisnak vehető felnövekedési görbét két pontja gyakorlati szempontból is kielégítő módon meghatározza. A kezdőpont (az edény talajra helyezésének pillanata) a legtöbb esetben gyakorlatilag 0 koncentrációjúnak tekinthető a talajlevegő és az atmoszféra közötti radonkoncentráció több nagyságrendnyi különbsége miatt. Kb. 1 óra múlva megmérve az edény légterében a radonkoncentrációt, kapjuk a felnövekedési egyenes második pontját, amely további mérésekkel tovább pontosítható (de ez gyakorlati szempontból már nem ad új információt, csak ellenőrzésre szolgál) [64]. Ezek alapján a talaj radon exhalációját az alábbiak alapján számoltam:
E Rn =
c Rn2 − c Rn1 V E ∆c ⋅ ⋅h = t2 − t1 AE ∆t E
ahol: – ERn a radon exhalációs sebesség (Bq/m2s), – CRn (Bq/m3) az edényben t (s) időpontban mért 222Rn koncentráció, – VE, AE és hE a hengeres edény geometriai paraméterei, térfogat (m3) a talajjal érintkező felület (m2) ill. belmagasság (m).
A mérést úgyszintén a már említett AlphaGuard radon monitor mérőműszerrel végeztem gázátáramlásos üzemmódban, 10 perces mérési idő mellet. A levegő cirkuláltatását Genitron AlphaPump típusú pumpa segítségével biztosítottam, melynek léghozama egy liter/percre volt állítva.
35
3.1.3
Talajgáz 222Rn koncentráció meghatározása
A talajagáz radonkoncentráció méréséhez úgyszintén az AlphaGuard műszert alkalmaztam, gázátáramlásos üzemmódban, 1 perces mérési idő beállítása mellett. A mérés elvégzéséhez szükség van továbbá a talajgáz mintavételét lehetővé tévő kiegészítőkre (mintavételi szonda és AlphaPump légszivattyú). A talajgáz mintavevő szonda verőszondából, erre csavarmenettel csatlakozó verőcsonkból, és a verőszonda furatába illeszkedő acél gázminta-vevő csőből áll. Az egységek összekapcsolására a gyártó ajánlatának megfelelően kellő vastagságú, a radont át nem eresztő, hajlékony szilikon csövet alkalmaztunk. Miután a kívánt mélységre ütöttem a mintavevő verőszondát (ez 20-100 cm között lehetséges, a méréseimet 50 cm-es mélységben végeztem), furatába helyeztem a vékony fémcsövet, majd kiütöttem belőle a leverés előtt belehelyezett zárószöget. A mintát 1 l/perc hozamúra állított AlphaPump pumpával vettem, amelynek kimenetét szilikon csővel az AlphaGuard mérőkamrájához kapcsoltam. A talajszonda és a szivattyú közé a por és a víz rendszerbe jutását korlátozó filter egységet kapcsoltam (AlphaGuard tartozék). A mérést akkor lehetett megkezdeni, ha a monitor által kijelzett koncentráció <1 kBq/m3 (ebben az üzemmódban ez az érték a műszer alsó detektálási határa). A csatlakoztatás utáni második perctől kezdődően 3 koncentráció értéket jegyeztem fel, ill. ennél többet, ha az eredmények nagyobb szórással vagy trendszerűen adódnak. Ilyenkor a 3 nagyobbik értéket tartottam meg a további adatfeldolgozásnál. Az elfogadott koncentráció adat a három mérés számtani átlaga [64]. A mérés befejezése után a radon monitor kamrájának friss levegővel való kiöblítése céljából a légszivattyút bekapcsolva hagytam egészen addig, míg a monitor kamrájában a radonkoncentráció 1 kBq/m3 alá nem csökkent. Igen kötött, vagy teljes víztelítettségű mintapont (talaj) esetén problémaként jelentkezett, hogy nem jött gáz az előírt vizsgálati mélységből – ezt szájjal való szívással a pumpa csatlakoztatása előtt mindig ellenőriztem. Ilyenkor 10 cm-es lépésekben – folyamatos szívásos ellenőrzés mellett – addig emeltem kifelé a talajszondát (legfeljebb 20 cm-es talajmélységig), amíg a levegőminta vétele lehetővé nem vált. A talajgáz radonkoncentráció meghatározások relatív hibája koncentráció-függő, de a mérések során tapasztalt kBq/m3-es tartományban jobb, mint ±20 %. Ez nem azonos a 36
mérések reprodukálhatóságával, amely a talajgáz-mintavétel helyi esetlegességei miatt ennél gyengébb, 50 – 100 %-os eltérések is előfordulhatnak, de nem tipikusak. A módszerrel kapott koncentrációadatok reprodukálhatósága az ismétlő mérések adatai alapján 50 % relatív hibával terheltnek becsülhető.
3.2
Külső gammasugárzás dózisteljesítményének mérése
Gamma dózisteljesítmény meghatározásához szcintillátoros detektorral rendelkező gammasugárzás-mérő műszert alkalmaztam. A berendezés az FHT 40 típusú kézi monitor jelzést viseli, amely egy kicsi és könnyű FH 40 G-L típusú alapműszerből (proporcionális detektor) és hozzá csatlakoztatott 2” x 2” NaJ(Tl) szcintillációs detektorból áll. A műszer a környezeti dózist és/vagy dózisegyenérték teljesítményt méri az ICRU 39 előírásai szerint. Legnagyobb előnye a magas hatásfok, mely viszonylag rövid idő alatt nagy beütésszámot biztosít, alacsony statisztikai ingadozással. Ennek eredményeként a természetes háttérsugárzás kis változásai is megbízhatóan kimutathatók. A dozimetriai mérések szempontjából ugyanakkor hátránya a NaI(Tl) detektoroknak, hogy erősen energiafüggők. Ezért dozimetriai célú alkalmazásuk csak megfelelő kalibráció és korrekció mellett lehetséges. (Nemzetközi ajánlás és szerzett tapasztalataink alapján erre plasztik szcintillátorok alkalmasabbak.) A kalibrációt el is végeztem, melynek célja a műszer-beütésszám
konvertálása
dózisteljesítményre,
amelyhez
az
átszámítási
(konverziós) tényező meghatározása szükséges. Erre a célra 0,1 vagy 1 mg Ra-226-ot tartalmazó zárt sugárforrást használtam fel, így összefüggés teremthető a leolvasott impulzusszám és a dózisteljesítmény között [64]. A dózisteljesítmény számítására az alábbi egyszerű kifejezés szolgál pontszerű források esetén:
A D& = 2 ⋅ Γ
r
ahol
D: levegőben elnyelt gamma dózisteljesítmény (nGy/h) A: a sugárforrás aktivitása (Bq)
37
r : a sugárforrás távolsága a detektortól m-ben. Γ: dózisállandó, ((Gy*h-1)/(Bq/m-2))
A kalibrációt még kiegészítettem a nemzetközileg kalibrált műszerekkel való összeméréssel is. Ilyen vizsgálatokat végeztünk az Országos „Fréderic Joliet-Curie” Sugárbiológiai és Sugáregészségügyi Kutató Intézet (OSSKI) ionizációs kamrás berendezésével, valamint a Mikrovákum Kft. OMH által is ellenőrzött FH 40 F2 típusú műszerével.
3.3
Levegő hosszúéletű alfa-aktivitáskoncentráció meghatározása
A levegő hosszúéletű alfa-aktivitását a levegőben lévő aeroszolokban lévő illetve azokra kicsapódott, az urán és tórium bomlási sorának hosszú felezési idejű alfa bomló izotópjai
okozzák,
melyek
az
egyéni
effektív
dózis
többlethez
jelentősen
hozzájárulhatnak különösen poros környezetben. A levegő mintavételét HI-Q Environmental Products Co. Gyártmányú, CF 1000 BRL típusú hordozható aeroszol mintavevővel végeztem, és a hozzá rendszeresített FP-521120 vagy FP-2063-20 típusjelű szűrőpapír korongot (∅ 5 cm) használtam. Az aktivitásmérést a rövid élettartamú komponensek teljes lebomlásának kivárása után, a mintavételt követő legalább 5 nappal kell elvégezni. A mérésre Eberline gyártmányú, FHT 1100 típusú, gázátáramlásos proporcionális kamrából és FHT 770 S digitális ratemeterből felépített, alacsony hátterű laboratóriumi alfa/béta számlálót használtam [64]. Csak megfelelően kalibrált berendezés használható a mérés elvégzéséhez. A kalibrációhoz a következő sugárforrásokat használtam fel:
Megnevezés
Aktivitás (Bq)
Jelzés/gyártási szám
U-nat szilárd etalon
23,6
UE/9905
Pu-239 síkforrás
995,3
PUE-239/9902
A Bq/m3-ben kifejezett hosszú felezési idejű aeroszol alfa-aktivitáskoncentráció (Cα) a következő összefüggésből adódik:
38
Cα = Nm / (60 ⋅ ηd ⋅ ηf ⋅ V) ,
ahol:
Nm – a minta háttérrel korrigált, egy percre eső alfa-beütésszáma a mintavételtől számított min. 5 nap után (imp./perc), ηd – a műszer számlálási hatásfoka, ηf – szűrő hatásfok, amely figyelembe veszi az aeroszol áteresztést és az önabszorpciót, V – a szűrőpapíron átszívott levegő mennyisége (m3).
3.4
Gamma-spektrometriai mérések, HpGe detektorral
A gamma-spektrometriai módszerrel minőségi analízist végeztem, tehát a mért mintáról izotópszelektív adatokhoz jutottam. A jel detektálást nagytisztaságú germánium félvezető detektor végzi, amely folyékony nitrogénnel van hűtve. A háttérsugárzást ólomárnyékolás segítségével hatékonyan csökkentjük a detektor körül. A detektor feszültséget nagyfeszültségű tápegysége biztosítja. Az üzemi nagyfeszültség 4000 V. A detektált jel előerősítőn keresztül egy spektroszkópiai erősítőbe kerül, ahonnan jelformálás után a sokcsatornás analizátorba jut. E célra speciális számítógépes kártyákat használunk. Az analizátor a beérkező jeleket energia szerint csoportosítja, így 8192 csatornában gyűjtött jelekből alakul ki a minta spektruma. A mérés vezérlését, a kiértékelést, adattárolást a GAMMA TRAC nevű speciális program végzi. A program DOS operációs rendszer alatt fut [64]. A mérőrendszereket
60
Co,
133
Ba,
137
Cs és
152
Eu izotópokat tartalmazó MIX forrással
kalibráltam. Energiakalibrációt szükség szerint, aktivitáskoncentráció kalibrációt félévente végeztünk. A szilárd vizsgálati mintát előzetes szárítás, törés, őrlés és homogenizálás után kb. 100 mikrométer szemcseméretre hozzuk. A mintaedénybe töltés után (teljes térfogati kitöltéssel) hermetikusan le kell zárni és a tömegét, valamint a lezárás időpontját feljegyezni. A sokcsatornás spektrometriai rendszer szoftver programja biztosítja a fotocsúcsok energia értékei és a csúcs alatti területek kijelölését mind a minták, mind a standardok
39
esetében. Az egyes radioizotópok aktivitáskoncentrációjának számítása az alábbi ismert összefüggésből egyszerűen adódik: Qm =
Q et Im I et
ahol: Qet és Qm -
az etalon illetve minta aktivitáskoncentrációja az adott radioizotópra, Bq/kg
Iet és Im -
az etalon illetve minta háttérrel korrigált, egységnyi időre és tömegre vonatkoztatott impulzusszáma az adott fotocsúcs esetében.
A mérések statisztikus hibáját a következő képletek alapján számítjuk: Abszolút hiba (σ) az etalon mérésekor:
σ et
I + Ih Ih = et + th t et
1/ 2
Minta mérésénél:
I +I I σ m = m h + h th tm
1/ 2
ahol: t - a mérési idő (háttér, etalon, minta) Ih- a háttér egységnyi időre vonatkoztatott értéke
Az eredő hiba:
σ er = (σ et 2 + σ m 2 )1 / 2
40
3.5
Lakossági és dolgozói sugárterhelések számítása
A lakossági és a dolgozói effektív dózisok kiszámítását és a vonatkozó határértékek figyelembevételét a Nemzetközi Atomenergia Ügynökség (IAEA) és a Nemzetközi Sugárvédelmi Bizottság (ICRP) ajánlásai alapján végeztem, következőképpen:
E∑ = Eγ + ERn + Eα < 1 mSv/év
lakossági korlát
E∑ = Eγ + ERn + Eα < 20 mSv/év
dolgozói korlát
Tehát számításba veszem a külső gamma-sugárzásból, a radon és rövidéletű bomlástermékeinek belégzéséből és a levegőben lévő porok/aeroszolok hosszú felezési idejű alfasugárzóiból adódó évi effektív dózisok összegét. Lakossági dózisszámításnál, egész éves expozíciós időt és 1 m3/h légzési teljesítményt, míg a dolgozói dózisszámolásnál 200 órás havi munkaidőt és 1,2 m3/h légzési teljesítményt vettem alapul. A korlátok tekintetében a hatályos 16/2000 sz. EÜM Rendeletet vettem figyelembe [64]. A gamma-sugárzás effektív dózisának nagysága függ a levegőben elnyelődő gammasugárzás dózisteljesítményétől, a sugárzási térben eltöltött időtől valamint a dóziskonverziós tényezőtől ami életkor függő, de munkám során csak a felnőttekre vonatkozó adatokat vettem alapul. A sugárterhelést az alábbi összefüggéssel számoltam: Eγ = Kγ ⋅ Dγ ⋅ t,
ahol: – Eγ a külső gamma-sugárzás effektív dózisösszetevője (nSv/h), – Kγ a gamma-sugárzás dózisteljesítménynek konverziós állandója: 0,7 Sv/Gy, – Dγ a gamma-sugárzás dózisteljesítménye (nGy/h), – t az idő (h)
41
A radon és bomlástermékeinek belégzésétől származó dózis függ a radon levegőbeli koncentrációjától, a radon és bomlástermékei közötti radioaktív egyensúlytól (Rn_EEC / Rn), az adott légtérben eltöltött időtől, valamint a légzési teljesítménytől. A radonkoncentráció és az effektív dózisteljesítmény között a KRn (nSv/h / Bq/m3) dóziskonverziós tényező teremt kapcsolatot. A dózis kiszámítását az alábbi összefüggés alapján végeztem: ERn = KRn ⋅ f ⋅ CRn ⋅ t = KRn ⋅ Rn_EEC ⋅ t , ahol: – KRn a radontermék-koncentráció dóziskonverziós állandója (7,13 nSv/h / Bq/m3), – f a radon és bomlástermékei közötti radioaktív egyensúlyi tényező, – CRn a légtér 222Rn koncentrációja (Bq/m3), – Rn_EEC az egyensúlyi ekvivalens radonkoncentráció (Bq/m3), – t az adott légtérben való tartózkodási idő (h).
A harmadik effektív dózisösszetevő a belélegzett levegő por és az aeroszol tartalmának hosszú felezési idejű alfa aktivitásából származik. A dózisösszetevő kiszámítása az alábbi összefüggés alapján történik: Eα = Kα ⋅ Cα ⋅ q ⋅ t , ahol: – Eα a hosszúéletű alfa-aktivitás belégzésének effektív dóziskomponense (µSv), – Kα a dóziskonverziós tényező (egyensúlyi U-Ra dominancia esetén 11,8 µSv/Bq), – Cα e komponens levegőbeli aktivitáskoncentrációja (Bq/m3), – q a légzési teljesítmény (m3/h), – t az adott légtérben eltöltött tartózkodási idő (h).
42
4
ZAGYTÁROZÓI REKULTIVÁCIÓ RADIOLÓGIAI HATÁSÁNAK VIZSGÁLATA
A kettes zagytározó rekultivációja 2002-ben fejeződött be. Ekkor kezdtem meg a tájrendezett terület teljes felmérését, hogy minősíteni tudjam a rekultiváció hatékonyságát valamint a környező települések és a dolgozók dózisjárulékának változását. Mivel ekkor még csak a keleti rész helyreállítása volt teljes körű (növényesítés), ezért ennek a területnek a felmérése, a rekultiváció minőségi ellenőrzése történt meg. A komplex radiometriai vizsgálatok érdekében nyílttéri radonkoncentráció, talajfelszín radon exhaláció, gammasugárzás dózisteljesítmény, valamint talajgáz radonkoncentráció méréseket végeztem el a kettes zagytározón. A talajgáz eloszlása a fedőréteg radon visszatartó-képességére ad kiegészítő információt. Ezekkel a mérésekkel pontosan megállapítható, mely területen mekkora hatékonyságú volt a rekultiváció, igaz az ekkor még fedetlen egyes zagyterület is hatással volt a mérésekre, amint erre az eredmények ismertetésénél részletesen kitérek. A radionuklidok terjedésének vizsgálata céljából a zagytározók szélétől egészen 1000 méteres távolságig, a négy égtáj (észak, kelet, dél és nyugat) irányában mérési pontokat jelöltem ki. Ezeken a pontokon komplex radiometriai vizsgálatsorozatott végeztem. Ebbe beletartozott a levegővizsgálat (külső gamma-sugárzás, radon, radon termék, hosszúéletű alfa aktivitás mérése), talaj és növény minta spektrometriai elemzése valamint a víz urán és rádium tartalmának meghatározása. A lakossági és a dolgozói járulékos dózisszámításhoz viszont a már kialakított monitoring állomások mérési adatait használtam fel (8. melléklet). Az egyik ilyen állomás az egyes zagytározó közvetlen közelében lévő vízkezelőnél (Kémiai Vízkezelő Üzem) van, így közvetlenül az ott dolgozók dózistöbbletére kapunk pontos információt. A másik radiológiai mérőállomás a zagytározóhoz legközelebbi községben, Pellérden van. Ez az állomás viszont a lakosok dózistöbbletének mérésére szolgál. Mindkét állomáson folyamatosan mértem a szabadtéri radon/radontermék koncentrációt, a levegő gamma-dózisteljesítményét valamint a levegőben lévő szállópor mennyiségét és hosszú élettartamú alfa-aktivitáskoncentrációját. Ezen eredmények lehetővé teszik mind a dolgozók, mind a lakosság többlet dózisának meghatározását.
43
4.1
4.1.1
II zagytározó, rekultivált területének radiológiai felmérése
Nyílttéri levegő 222Rn koncentráció
A vizsgált paraméterek közül az egyik legfontosabb a nyílt téri radonkoncentráció. Nagysága függ a talajból feláramló radonexhalációtól, amelyet a környezeti tényezők páratartalom, nyomás, szél, hőmérséklet valamint a talaj nedvességtartalma és szemcseösszetétele is befolyásol. A sugárvédelmi követelményekben megadott országos átlag 8 Bq/m3-hez képest megengedett többlet + 20 Bq/m3. Ez együttesen 28 Bq/m3 értéket jelent, amely igen szigorúnak tűnhet, mivel a Pécs térségére jellemző háttér-koncentráció 12 Bq/m3 körülinek vehető. Méréseim során, három mérési ponttól eltekintve, a rekultivációs követelmény teljesült. Az eredmények a 3. ábrán láthatók:
76500 20
17
21
21
25
17
29
19
23
20
18
27
15
10
15
8
76200
32
4
II. Zagytározó
33
14
4 10
12 15 21
75900
75600
578600
578900
579200
579500
579800
3. ábra: Nyílttéri radonkoncentráció mérési eredményei (Bq/m3)
44
A három magasabb érték csak csekély határérték túllépésnek tekinthető, főleg annak a tudatában állíthatom ezt, hogy az egyes zagytározó még nincs lefedve. Így a szélirány és a diffúziós terjedés kölcsönhatásának függvényében, a kettes zagytározó területén növekedhet és csökkenhet a szabadtéri radonkoncentráció. Alapul véve a rekultiváció előtti állapotot, vagyis a 400 Bq/m3 átlagértéket, több mint egy nagyságrendi csökkenés tapasztalható. A jelenleg mért értékek valószínűleg tovább fognak csökkeni, ahogy az egyes zagytározó rekultivációja befejeződik. Továbbá ezek, a mérések nyáron történtek, amikor a talaj nedvességtartalma alacsony, ezáltal a felszíni radon exhalációja maximális.
4.1.2
222
Rn exhaláció
A radon exhalációt nagymértékben befolyásolják a környezeti paraméterek. A légköri paraméterek hatásának csökkentése céljából a méréseket azonos időjárási körülmények között hajtottam végre. Napos, száraz és szélmentes meleg nyári napok a legalkalmasabbak erre, mivel ilyenkor az exhaláció várhatóan a legnagyobb intenzitású. Így láthatók a maximum értékeket, és megtaláljuk az esetleges fedési hibákat. A 4. ábrán a mérési pontok helyére illesztetve láthatók a mért értékek:
45
76500 13,9
17,4
15,8
20,6
13,3
13,2
16,5
29,3
29,9 29,3
11,4
15,2
21,1
76200
13,4
27,8
II. Zagytározó
21,7
16,8
26,6
29
22,2
22,7 22,8
17,3 21,1 30,3
75900
75600
578600
578900
579200
579500
579800
4. ábra: A radon exhaláció a kettes zagytározón (mBq/m2s)
Látható, hogy a mérési eredmények meg sem közelítik a hatósági követelményben megadott 740 mBq/m2s maximális értéket. A zagytározó lefedett területén mért 20 mBq/m2s átlag alacsonynak tekinthető, mivel az átlagos talajok radon exhalációja rendszerint a 10-60 mBq/m2s érték közé esik. Gyakorlatilag a radonexhaláció a fedőtalaj saját radon kibocsátásából adódik, vagyis a zagy anyagából származó radon nagyon kis mértékben jut csak el a felszínig. Továbbá, ha azt is figyelembe vesszük, hogy ezek a mérések a nyár elején történtek, akkor nem várható drasztikus értéknövekedés a más évszakokban mért adatok közt sem. A talaj nedvességtartalmának csökkenése és az erózió azonban növelheti az exhaláció mértékét.
46
4.1.3
Talajgáz 222Rn koncentráció
A talajgáz radonkoncentráció mérésekkel kapcsolatban több probléma is fellépett. Az egyik, talán a legjelentősebb a talaj magas nedvességtartalma. A mérendő pontok alig felénél tudtam talajgáz mintát venni, és ezek közül is néhány esetben nem (a két legkisebb mért értéknél) az előre elhatározott fél méteres, hanem kisebb mélységben (20-30 cm). A mérési pontok és az eredmények láthatók az 5. ábrán:
76500 73,9
42,1
44,2 30,7 53
49,2 48,3
76200 13,1
II. Zagytározó
62 19,4
75900
75600
578600
578900
579200
579500
579800
5. ábra: Talajgáz radonkoncentráció mérési eredményei (kBq/m3)
A pontok melletti üres hely mutatja, hány helyen volt sikertelen a mérési kísérlet. Ahol mérni tudtam, ott a kapott értékek nem magasak. A legnagyobb, 73,9 kBq/m3-es érték is alig haladja meg az átlagos talajok radonkoncentrációjának (10-60 kBq/m3) tipikus értéktartományát. A méréseket nehezítette a fedőréteg tömörsége. A fedőréteg kialakításánál ez oly mértékben jól sikerült, hogy sok esetben a levegő-mintavevő szondát is alig tudtam 50 cm-es mélységbe leütni. Ez a tömörség a nedvességtartalommal együtt megfelelő radon 47
visszatartó-képességet biztosít, mely megakadályozza a radon nagy mértékű exhalációját.
4.1.4
Gamma-dózisteljesítmény értékek
A gamma-dózisteljesítmény mérési eredményei is az elvárásoknak megfelelőek (határérték alattiak). Az átlagosan mért 120 nGy/h messze elmarad a sugárvédelmi engedély által előírt 380 nGy/h határértéktől. A mérések során az északi gát (I. zagytározó melletti rész) felé haladva, a gammasugárzás dózisteljesítménye növekedett, elérte az 500 nGy/h is. A fedő rétegvastagsága viszont megfelelő árnyékolást nyújt, így a magasabb érték nem a talajtakaró alatti zagyanyag gammasugárzásának hanem az egyes zagytározó közelségének a következménye. A feltevés igazolódott, mikor más irányokból az I. Zagytározóhoz közeledve szintén folyamatosan növekedett a gamma-dózisteljesítmény.
4.2
Zagytározók hatása a lakósági dózistöbbletre
A lakossági dózistöbblet megállapítása érdekében a Pellérden felállított monitorig állomás folyamatos gamma-dózisteljesítmény, radon/radontermék koncentráció és aeroszol alfa-aktivitáskoncentráció mérésére szolgál. A mérési eredményeket az 1. diagramon tüntettem fel:
48
4,5
4,0
Effektív dózis, mSv/év
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0 2000. 2000. 2000. 2000. 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. 2003. 2003. 2004. 2004. 2004. 2004. 2005. 2005. márc. jún. szept. dec. márc. jún. szept. dec. márc. jún. szept. nov. febr. máj. aug. nov. febr. máj. aug. nov. febr. máj.
Idő Külső gamma
Rn-termék
Aeroszol alfa
Összes dózis
1. diagram: Pellérdi monitoring állomás, effektív dózisösszetevők időbeli változása
A diagram jól mutatja, hogy a lakossági dózis, a rekultiváció előrehaladtával folyamatosan csökken. Látható, hogy a levegő hosszú felezési idejű alfa-aktivitásából származó dózisösszetevő értéke elhanyagolható a másik két komponenshez képest, és a gamma-sugárzás okozta dózishoz hasonlóan időben alig változik. Az összesített effektív dózis egyértelműen a radon és bomlástermékeitől eredő dózis ingadozását követi. Hogy lássuk, mekkora többlet effektív dózist kapnak a pellérdi lakosok, a fentiek alapján a kültéri radonkoncentráció többletet kell megállapítanunk. A 2000-2001-es év átlag kültéri radonkoncentráció 50 Bq/m3 volt, ami 1 mSv/év dózistöbbletet jelentett a lakosoknak ebben a periódusban (dózistöbblet számításnál 10 Bq/m3 átlagos kültéri radonkoncentrációt vettem alapul). A 2002-es évben a dózistöbblet a felére csökkent le 0,5 mSv/év-es értékre. E csökkenés a kettes zagytározó rekultivációjának volt köszönhető. Továbbiakban az egyes zagytározó zagyáthalmozási munkák miatt növekedést vártam volna, de a pellérdi állomás 2003-2004 évi mérési adatai szerint tovább csökkent a kültéri radonkoncentráció, csökkentve a lakosság dózistöbbletét 0,35 mSv/év-es értékre. A mérések alapján megállapítható, hogy a zagytározók rekultivációja megfelelő védelmet nyújt, és az egyes zagytározó rekultiválásának befejeztével, várható a pellérdi lakosok dózistöbbletének megszűnése.
49
4.3
Zagytározók hatása a munkahelyi dózistöbbletre
A munkahelyi dóziskorlát a hatályos 16/2000 sz. EÜM Rendelet szerint 20 mSv/év (5 éves időszak átlagában, de egy évben max. 50 mSv/év). E határérték betartása érdekében, az egyes zagytározó Kémiai Vízkezelő Üzeménél monitoring állomást alakítottunk ki. A mérési eredményeket a 2. diagramon tüntettem fel:
900
Effektív dózis, µSv/hó
800 700 600 500 400 300 200 100 0 2000. 2001. 2001. 2001. 2001. 2002. 2002. 2002. 2002. 2003. 2003. 2003. 2003. 2004. 2004. 2004. 2004. 2005. 2005. nov. febr. máj. aug. nov. febr. máj. aug. nov. febr. máj. aug. nov. febr. máj. aug. okt. jan. ápr.
Idő Külső gamma
Rn-termék
Aeroszol alfa
Összes dózis
2. diagram: Kémiai vízkezelő, munkahelyi dózisösszetevők időbeli változása
A diagramon jól látható - ahogy az a lakossági dózisnál úgy itt is - az összes effektív dózisérték egyértelműen a radon és radontermék dózis összetevőitől függ. 2002-ig folyamatosan csökkent a dózistöbblet, míg el nem kezdték a tájrendezési munkákat az egyes zagytározón is. Míg 2001-ben az éves radonkoncentrációból származó dózis 353 µSv/hó dózist okozott, addig 2002-ben ez csupán 196 µSv/hó értékre csökkent. A csökkenéshez nagymértékben hozzájárult a kettes zagytározó rekultivációjának rekultivációjának befejezése is. A 2003-as effektív dózisnövekedést az egyes zagytározó zagyanyagának áthalmozása okozta,
ami
2005-ig
folyamatos
dózisnövekedést
produkált.
Az
éves
radonkoncentrációtól származó dózistöbblet ez időre már meghaladta a 2001-ben számolt értéket, és 395 µSv/hó effektív dózist okoz az ott dolgozók körében.
50
A lakossági és a dolgozói radonkoncentrációtól származó dózistöbbletet összehasonlítva láthatjuk, hogy míg a lakossági dózis - éves átlagban – folyamatos csökkenést mutat, addig a dolgozók dózisánál folyamatos növekedés tapasztalható. A lakosság körében lecsökkent effektív dózis nagy részben annak köszönhető, hogy a kettes zagytározó rekultiválása befejeződött, A csökkenéshez hozzájárult az is, hogy a monitoring állomást áthelyeztük a község központja közelébe, körülbelüli 500 méteres távolságra, az eredeti helyéről.
4.4
4.4.1
Környezetterhelési mérések
Levegővizsgálatok elemzései
A levegővizsgálatokat három fő részre oszthatjuk: az első a külső gamma-sugárzás mérés, a másik a radon koncentrációjának mérése és a harmadik az aeroszol radioaktivitás mérése. A mérések során nagy gonddal választottam ki a mérési pontokat, mivel számításba kellet venni az esetleges lokális szennyezéseket, melyek emberi beavatkozás során kerültek oda (vagyis nem természetes úton, azaz nem migráció útján). A legjelentősebb ilyen pont az objektumtól északra adódott, mivel ott már a zagy kihelyezésekor nagyobb szennyeződések alakultak ki, amit a felmérés után rekultiváltak, ezért új pontok kiválasztásával pótoltam a hiányosságokat. A 9(a,b,c). táblázatok tartalmazzák a mérési eredményeket. Az eredmények átlagértékek, a 20012003 évek közötti periódust ölelik át. Fenti méréseket évenként egyszer végeztem el, és a három év eredményeit átlagoltam. Az átlagértékekből dózisszámolást végeztem (a mérési hiba csökkentése érdekében figyeltem arra, hogy a méréseket egyforma időjárási körülmények között végezzem, szélmentes, napos, száraz időben). Látható, hogy a nyílttéri radonkoncentráció magasabb az átlagos háttér értékeknél, és ebből adódóan a radon termékek hasonlóképpen, ami nagymértékben megnöveli a dózistöbbletet.
51
Radon-222 + radon-termék Mintavétel helye
Rn-222 Bq/m
3
Rn exh. mBq/m2s
Rn_EEC Bq/m3
Dózis mSv/év
Zagy É 0 m
49
51,1
7,0
0,44
Zagy É 100 m
35
28,8
3,3
0,21
Zagy É 300 m
52
41,3
4,7
0,29
Zagy É 1000 m
36
26,8
6,1
0,38
Zagy K 0 m
13
457,5
7,3
0,45
Zagy K 100 m
28
58,8
15,1
0,94
Zagy K 300 m
26
34,4
10,4
0,65
Zagy K 1000 m
24
25,1
7,3
0,45
Zagy D 0 m
9
-
3,4
0,21
Zagy D 100 m
9
-
3,5
0,22
Zagy D 300 m
22
26,6
7,1
0,45
Zagy D 1000 m
18
24,8
7,0
0,44
Zagy Ny 0 m
12
44,4
10,0
0,62
Zagy Ny 100 m
33
27,3
7,9
0,50
Zagy Ny 300 m
28
21,7
6,7
0,42
Zagy Ny 1000 m
36
16,2
7,5
0,47
Zagy I-II. között
47
47,3
5,5
0,34
9/a. táblázat: Radon mérési eredményei
A mérések egy óránál nem hosszabb idő alatt, nappal történtek, így az esetleges magasabb csúcsokat, nagyobb radon kiáramlást nem jelzik. Az integrális (átlagos) értékek megállapítására, a négy égtáj irányában, a zagytározók közvetlen közelében, az objektumtól gyakorlatilag nulla méteres távolságban SSNTD detektorokat helyeztem ki. Ezek expozíciója három hónapos intervallumot ölelt át, és mivel ez integrális mérés, így pontosabb értékeket kapunk az egész éves átlagra. Mindazonáltal a magas értékek általában este és kora hajnalban fordulnak elő (ezt monitoring állomások mérési adatai bizonyítják), így ez az integrális mérési adat sem tükrözheti maradéktalanul az ott dolgozó, ott tartózkodó egyének radon/radon termékektől származó dózistöbbletét. Az SSNTD detektorokkal kapott értékeket a 9/b. táblázat tartalmazza. A radon méréseknél, a tapasztalatok szerint, nagy hatása van a légköri, meteorológiai körülményeknek. Az uralkodó szélirány ebben a térségben keleti irányú, ami feltételezi, hogy a keleti mérési pontoknál magasabb értékeket mérünk. Ez az integráló méréseknél nem mutatható ki, mivel a mérések közvetlenül a zagytározóknál helyezkednek el, és így a szélirány nincs akkora hatással a radon szétterjedésére. Ezt bizonyítja a nulla mben mért pillanatnyi mérésünk is, amelyek gyakorlatilag azonos értékeket mutattak.
52
Mérési pontok
Bq/m3
Expozíciós idő
I. Zagytározó észak (É)
2001.04.18.
2001.07.06.
471
I. Zagytározó dél (D)
2001.04.18.
2001.07.06.
376
I. Zagytározó kelet (K)
2001.04.18.
2001.07.06.
453
I. Zagytározó nyugat
2001.04.18.
2001.07.06.
433
2001.04.18.
2001.07.06.
476
(Ny) Vízkezelő állomás
9/b. táblázat: SSNTD detektorok mérési eredményei
A távolabbi pontoknál viszont már szépen kimutatható az uralkodó áramlási irány. A keleti 100-as és 300-as mérési pontnál egyértelműen látható (9/a. táblázat), hogy a többi főirány mérési pontjainál kétszeresen nagyobb értéket mértem radon termékre. A
mérési
pontoknál,
gamma
dózisteljesítményt
és
hosszúéletű
alfa-
aktivitáskoncentrációt is mértem. Az értékeket a 9/c. táblázat foglalja össze:
Külső gamma
Aeroszol
Mintavétel helye Dózist. nGy/h
Dózis mSv/év
Konc. mg/m
3
Akt. konc. mBq/m3
Dózis mSv/év
Zagy É 0 m
140
0,86
0,23
1,8
0,18
Zagy É 100 m
118
0,72
0,11
1,1
0,11
Zagy É 300 m
115
0,71
0,63
4,2
0,44
Zagy É 1000 m
123
0,75
0,32
2,5
0,25
Zagy K 0 m
661
4,05
0,01
2,2
0,23
Zagy K 100 m
181
1,11
0,01
1,6
0,17
Zagy K 300 m
149
0,91
0,02
1,6
0,17
Zagy K 1000 m
111
0,68
0,02
0,5
0,06
Zagy D 0 m
103
0,63
0,01
2,2
0,23
Zagy D 100 m
100
0,61
0,02
3,8
0,39
Zagy D 300 m
93
0,57
0,04
3,8
0,39
Zagy D 1000 m
97
0,59
0,01
3,3
0,34
Zagy Ny 0 m
407
2,50
0,01
1,6
0,17
Zagy Ny 100 m
173
1,06
0,04
1,8
0,19
Zagy Ny 300 m
115
0,71
0,18
2,4
0,25
Zagy Ny 1000 m
102
0,63
0,14
4,0
0,41
Zagy I-II. között
191
1,17
0,14
1,8
0,18
9/c. táblázat: Gamma-dózisteljesítmény és por-aeroszol mérési eredmények
53
A gamma-dózisteljesítmény méréseknél látható, hogy a nulla m-es mérési pontoknál sokkal magasabb értékeket mértem, ami érthető, hiszen gyakorlatilag a zagy közvetlen közelében helyezkedik el. A távolabbi pontok viszont gyakorlatilag a térségre jellemző átlagértékeket adták. A pormérések eredményei is alacsony értékűek, az ebből származó dózistöbblet elenyésző mértékű. Itt viszont a zagytározó közelsége nem játszik nagy szerepet, a háttérhez képest nem mutatott szignifikáns növekedést. Az eredmények értékeléséhez hozzátartozik, hogy a mérések nem azonos időben történtek és az eltérő időjárási viszonyok, eltérő porkoncentrációt adtak. A közvetlen mérési eredményeket a vízkezelőnél felállított monitoring állomás szolgáltatta. Az aeroszol mérési eredményeket a 3.diagram mutatja:
Zagytéri vízkezelő monitoring állomás aeroszol adatok 2003.
1,80
0,070
1,60 0,060
0,050 1,20 0,040
1,00
0,80
0,030
0,60 0,020 0,40 0,010 0,20
0,00 2002.12.10
2003.01.29
2003.03.20
2003.05.09
2003.06.28
Alfa akt. konc. (mBq/m3)
2003.08.17
2003.10.06
2003.11.25
0,000 2004.01.14
Aeroszol konc. (mg/m3)
3.diagram: Zagytéri vízkezelő monitoring állomás, aeroszol mérési eredmények
A diagramm a 2003-as évi adatokat tartalmazza. Jól látható, hogy az átlagos aktivitáskoncentráció 0,46 mBq/m3 melynek a munkahelyi dózistöbblete 1,3 µSv/hó, ami nem nevezhető magas értéknek, viszonyítva a radontermékből származó átlagosan 243 µSv/hó dózistöbblethez.
54
Aeroszol koncentráció (mg/m3)
Alfa aktivitáskoncentráció (mBq/m3)
1,40
4.4.2
Talajminták gamma-spektrometriai elemzései
A talajminták gamma-spektrometriai mérése szükséges, hogy a radionuklidok migrációjára megbízható adatokat kapjunk. A már tárgyalt minden egyes pontnál éves ismétléssel talajmintát vettem, ezt követően gamma-spektrometriai méréseket végeztem, kiegészítve fajlagos aktivitáskoncentráció meghatározással. A mérési eredmények átlagértékeit a 10. táblázat tartalmazza:
Mintavétel helye
Fajlagos akt.
Aktivitáskoncentráció (Bq/kg)
Bq/kg
U-238
Ra-226
Pb-210
Zagy É 0 m
332
200
230
380
Zagy É 100 m
122
40
36
68
Zagy É 300 m
138
50
46
75
Zagy É 1000 m
186
80
60
130
Zagy K 0 m
286
100
170
280
Zagy K 100 m
107
30
33
46
Zagy K 300 m
139
40
37
59
Zagy K 1000 m
140
40
38
53
Zagy D 0 m
149
50
50
82
Zagy D 100 m
142
50
45
67
Zagy D 300 m
125
50
40
57
Zagy D 1000 m
127
40
35
64 580
Zagy Ny 0 m
390
170
270
Zagy Ny 100 m
133
40
40
68
Zagy Ny 300 m
185
70
90
140
Zagy Ny 1000 m
142
50
45
40
Zagy 1-2 között, középen
142
40
45
65
10. táblázat: Talajminták gamma-spektrometriai elemzési eredményei
A táblázatból kitűnik, hogy a zagytározókhoz közeledve, nincs radioelem növekedés a talajban, gyakorlatilag kisebb ingadozásokkal az átlagos talajok radionuklid tartalmát mutatták a mérések. A zagytározók közvetlen közeléből vett mintákra ugyan ez nem mondható el, de ez nem is okoz problémát, mivel a terület rekultiváció alatt áll. A magas radon-kiáramlás közvetett bizonyítéka, az Pb-210 magas koncentrációja. Mivel a radon erős exhalációja jellemző a területre, várható volt, hogy az Pb-210 (mely a radont követő hosszúéletű bomlástermék), visszahull a területre és ott feldúsul. Ez a fajta dúsulás legnagyobb mértékben a zagytározók közvetlen közelében tapasztalható, így
55
problémát nem okoz a közelben termesztett haszonnövényekben. Azokban ugyanis már oly mértékben felhígul, hogy nem lehet számottevő koncentráció-növekedést kimutatni. A kérdés pontosítására növénymintákat vettem és elemeztem.
4.4.3
Növényminták gamma-spektrometriai elemzései
A növények vizsgálata azért is nagyon fontos, mivel a zagytározók közelében, már 50 m-es távolságon belül szántóföldek vannak. Ezek rendszerint művelés alatt állnak, termesztenek rajtuk búzát, kukoricát, stb. A mintavétel során figyeltem arra, hogy az reprezentatív legyen, tehát minden fajta kultúrnövényből és gyomnövényből, melyet a területen megtaláltam, mintát vettem. A növényminták elhamvasztott maradékait a talajmintákhoz hasonlóan mind fajlagos-aktivitásra mind gamma-spektrometriailag vizsgáltam.
A
mintavételi
távolságot
(a
zagytározóktól
számítva)
viszont
lecsökkentettem, így is növelve az esélyt, hogy anomáliára bukkanjak. A mérési eredmények a 11. táblázatban láthatók:
Mintavétel helye
Fajl. Akt. (Bq/kg)
Akt. Konc. száraz anyagra (Bq/kg)
hamu
sz.anyag
U-238
Ra-226
Pb-210
Z-1 ÉK-i sarok
559
14,0
2,6
2,1
3,8
Z-1 É, 100 m
721
18,0
<1
1,6
3,5
Z-1 É, 200 m
694
17,4
<1
1,7
2,2
Z-1 É, 500 m
804
20,1
<1
2,8
3,7
Z-1 K, 0 m
606
14,5
2,5
2,0
1,8
Z-1 K, 100 m
782
18,8
<1
1,6
7,2
Z-1 K, 200 m
635
15,2
<1
1,3
1,2
Z-1 K, 500 m
650
15,6
<1
1,2
0,8
Z-2 alsó széle, középen
581
15,1
2,0
2,3
2,4
Z-2 D, 100 m
622
16,2
<1
1,5
1,7
Z-2 D, 200 m
642
16,7
0,5
1,7
5,2
Z-2 D, 500 m
626
16,3
<1
1,7
7,8
Z-1 Ny-i széle
725
18,9
1,8
3,1
3,6
Z-1 Ny, 100 m
663
17,2
<1
1,8
1,7
Z-1 Ny, 200 m
665
17,3
<1
2,0
2,5
Z-1 Ny, 500 m
669
17,4
<1
1,9
1,6
Z1-Z2 között, középen
629
16,4
0,7
2,7
3,9
11. táblázat: Növények gamma-spektrometriai elemzési eredményei
56
A táblázatból látható, hogy a növényekben nem dúsulnak fel nagymértékben a radioelemek, tartalmuk átlagosnak mondható. Itt is látható, hogy a zagytározók közvetlen közelében azért magasabb a növények radioelem tartalma, de ez még mindig alacsonynak mondható – legalábbis a talajok hasonló adataihoz képest. Természetesen magán a zagytározón megtelepedett növények radioelem tartalma anomális. Egy ilyen mérési sorozat kapcsán vizsgáltam a zagytéri gáton növő nyárfák törzsét. Az elhamvasztott maradékban 200 Bq/kg körüli urántartalmat és 300 Bq/kg körüli rádium aktivitáskoncentrációt mértem. Látható, hogy ez az értékek több nagyságrenddel nagyobb, mint a szántóföldeken begyűjtött minták radioelem tartalma.
4.4.4
Vízminták gamma-spektrometriai elemzései
A vízminták elemzése nem tartozott szorosan a munkámhoz, de a radionuklidok migrációjának teljes körű értékeléséhez ennek vizsgálata elengedhetetlen volt. Vízmintákat hasonló elrendezésben vettem, mint a talajminták esetében, de itt már kialakított monitoring kutak álltak rendelkezésemre, melyek az ivóvízbázis felé áramló szennyeződések ellenőrzésére szolgálnak. A mérési tapasztalatok szerint az ivóvíz bázisra nem a zagytározóból kikerülő radioelemek, hanem az onnan kimosódott különböző vegyi anyagok (szulfát, klorid, mangán, stb.) okoznak problémát. A vízminták gamma-spektrometriai vizsgálata alapján kiderült, hogy mind az urán-, mind a rádiumtartalom alacsony, csaknem mindenütt az ivóvíz korlát megengedett határértéke alatt marad. E határértékeket a 12. táblázat mutatja:
Radiológiai paraméter
Kibocsátható víz
Ivóvíz
Uterm koncentráció
2,0 mg/l
0,4 mg/l
1,1 mg/l
0,63 Bq/l
226
Ra aktivitáskoncentráció
12. táblázat: Ivóvíz és a kibocsátható vize radiológiai paramétere
57
Az elvégzett vizsgálataim eredményeiből látható, hogy a zagytározók radiológiai szempontból csak a gamma-sugárzás és a felszíni radon exhalációja tekintetében okoznak problémát. Várakozásaink szerint ezek az anomáliák megszűnnek a rakultiváció befejeztével, de az utólagos ellenőrzés hosszabb távon is szükséges lesz, elsősorban az erózió miatt.
58
5
III. BÁNYAÜZEM RADIOLÓGIAI HATÁSAI
A
talajvízzel
nem
feltelt,
felhagyott
bányavágatokban
felgyülemlett
magas
radonkoncentráció repedéseken keresztül, nagy mélységekből is feláramolhat, mely ezáltal lokális problémát okozhat a lakosságnak. Ennek a tudatában vizsgáltam a hármas üzemi üregrendszer és az egyes üzem üregrendszerének felszíni radiológiai hatásait. Két község érintett a hármas üzemi üregrendszerek hatásától, az egyik Kővágószőlős (mely alatt az északi tárószintes vágata helyezkedik el), míg a másik Cserkút. Első lépésként a kis mélységekben lévő táróalagút felszíni hatásait a következő mérésekkel vizsgáltam: Az északi táró radonkoncentrációját folyamatosan mértem Dataqua radon monitorral, mely így információt adott a vágatokban felgyülemlett magas radonkoncentrációról. Ezzel egyidőben a vágatra merőleges irányú profilok mentén mértem a felszín radon exhalációját és a talajgáz radonkoncentrációját. Továbbá, a két községben, téli hónapokban, SSNTD detektorokkal mértem a beltéri radonkoncentrációt, négy hónapos expozícióval. Minden egyes épületben belül és kívül is mértem gamma-dózisteljesítményt. Ezt kiegészítettem talajgáz radononcentráció és radon exhalációs mérésekkel. A pontos eredmények érdekében több épületben folyamatosan mértem a beltéri radonkoncentrációt SSNTD detektorokkal. Kővágószőlősön a fenti programon kívül még kétszer végeztem SSNTD detektoros felmérést, egyszer téli időszakban, koncentrálva a vágat-közeli épületek felmérésére, míg a rákövetkező felmérés a nyári hónapokra esett, ezzel megkönnyítve az egész éves lakossági dózisszámításokat.
5.1
Cserkút radiometriai felmérése
Vizsgálataim először a lakások beltéri radonkoncentrációjára irányultak. Kiválasztottam kettő épületet, melyet monitoring-szerűen ellenőriztem negyedéves periódusokban és 25 lakóházban egyszeri mérést végeztem SSNTD detektorokkal.
59
Az előzetes várakozásaim szerint már az első monitoring méréseknél alacsony beltéri radonkoncentráció értékeket kaptam, de mivel ezek téli mérések voltak, meg kellett várni a nyári értékeket is, hogy éves radonkoncentrációt számolhassak. Az éves beltéri radonkoncentrációra 83 Bq/m3 és 126 Bq/m3 értékek adódtak, melyek átlagosnak mondhatók (a magyarországi beltéri átlag 100 Bq/m3). Mivel e két adat nem reprezentatív az egész községre, ezen felül egyszeri mérésként 25 lakóházban mértem beltéri radonkoncentrációt. A téli hónapokban mértem, hogy megkapjam a maximum értékeket. Az eredményeket a 13. táblázatban tüntettem fel: Beltéri radonkoncentráció (Bq/m3)
Meglévő/vizsgált házak száma (db)
Min
Max
Átlag
120/25
44
723
189
13. táblázat: Beltéri radonkoncentráció eredmények Látható, hogy a mért értékek általában alacsonyak, egyetlen kivétellel, ahol 723 Bq/m3 értéket mértem (de ha éves átlagkoncentrációt becsülünk ennél az épületnél, az már 500 Bq/m3 érték alá csökken). Az összes többi épület éves beltéri radonkoncentrációja 200 Bq/m3 érték alatti. Hasonló eloszlásban, egész községre kiterjedően felmértem mind a radon exhalációt, mind a talajgáz radonkoncentrációt. Az értékeket a 14. táblázat tartalmazza:
Mérések
Min
max
Átlag
14
2,9
78,8
18,8
33
12,4
92,6
46,3
száma (db) Radon exhaláció (mBq/m2s) Talajgáz radonkoncentráció 3
(kBq/m )
14. táblázat: Talajgáz radonkoncentráció és radon exhaláció étékek, Cserkút
60
A talajgáz radonkoncentrácója tekintetében, az átlagos talajokra jellemző értékeket kaptam. A kőzet ezen a területen fedő vörös homokkő, melynek átlagos radioelem tartalma a következő: U: 4,3 g/t, Th: 9,3 g/t, K: 2,5%. Ezek az értékek gyakorlatilag megegyeznek a földkérgi átlaggal (illetve az urán annál egy kissé magasabb). Ezt igazolják a számos ponton elvégzett gamma-dózisteljesítmény mérések is, melyek átlaga 106 nGy/h volt. Kisebb-nagyobb eltérések adódtak mérési pontok között, de anomáliát nem találtam: a legmagasabb általam mért érték 123 nGy/h volt, ami gyakorlatilag a Pécs környéki településekre vonatkozó átlagértékkel azonos. Ennél magasabb értékeket mértem a lakóépületekben, a legmagasabb dózisteljesítmény 275 nGy/h volt, míg az átlag 139 nGy/h adódott. A mérések együttes vizsgálata alapján megállapítható, hogy a bányászat nem volt és jelenleg sincs hatással a lakosságot érő sugárzás nagyságára. Egyetlen helyen találtam anomáliát, melyet feltételezhetően érclencse közelsége okozhat (mivel e lakóház több mint 200 m-es távolságban van az üregrendszertől). Ekkora távolságra szinte elképzelhetetlen, hogy az üregrendszer hatással legyen, mert ez esetben repedések más lakóépületekben is megnövelnék a beltéri radonkoncentrációt. Más épületekben viszont nem találtam anomáliát, és a radon exhalációs mérések is azt a tényt támasztják alá, hogy repedések, ha vannak is ezen a területen, vagy nincsenek kapcsolatban a bánya üregrendszerével, vagy ekkora távolságban már nincsenek hatással a lakókörnyezetre, tehát a radon nem képes idáig eljutni. A másik fontos tény, hogy ezen a részen az üregrendszerek nagy része már vízzel telített, ami meggátolja a radon migrációját és nagy radonkoncentrációk kialakulását. Az egyetlen anomális lakóépület teljes körű kivizsgálása elmaradt, mivel fúrási munkákra lett volna szükség (mely a magas költség miatt általam nem volt kivitelezhető). Beavatkozás sem történt, igaz éves szinten megközelíti az 500 Bq/m3 értéket a beltéri radon koncentráció, de ez nem kimagaslóan magas érték, így költséghaszon elemzést elvégezve, megoldásként ajánlottam a sűrűbb szellőztetést.
61
5.2
Kővágószőlős radiometriai felmérése
5.2.1
A
A bányavágatbeli radonkoncentráció változása
kővágószőlősi
radonprobléma
teljes
körű
kivizsgálását
a
bányavágatbeli
radonkoncentráció felmérésével kezdtem. Be kellett bizonyítani, hogy a vágatban fel tud dúsulni olyan mértékben a radonkoncentráció, hogy az esetleges, repedéseken keresztűl történő felszínre jutása lokális problémát okozhat. Mivel a vágat végét a bányászat befejeztével lebetonozták, miáltal megszűnt a szellőztetettség, így a korlátozott mértékű levegőáramlás elősegíti a radon feldúsulását és megrekedését a bányavágatokban. Méréseimet Dataqua típusú félvezető detektoros (PIPS) radonmérővel végeztem, és már az első hónapos mérési adatok arra utaltak, hogy a vágatban rendkívül nagy radonkoncentráció van jelen. Mértem 4 MBq/m3 csúcsokat is, de az átlagos radonkoncentráció a vágatban 474 kBq/m3. A 4. diagram egy 2000 órás periódust mutat a vágat radonkoncentrációjának változásáról:
3
Radon concentration (kBq/m )
2000,0
1500,0
1000,0
500,0
0,0 0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
Idő (óra)
4. diagram: A radonkoncentráció változása a bányavágatban
62
2000
Látható, hogy a radon koncentráció jelentősen ingadozik. Ez a bánya természetes szellőzéséből
adódik,
légnyomás-
és
hőmérsékletkülönbség
hatására,
minek
megfelelően befelé vagy kifelé áramlik a levegő. Mivel a befelé áramlás idején a műszer gyakorlatilag a kinti értékeket méri, ekkor lecsökken a radonkoncentráció, viszont a bányában uralkodó radonkoncentrációról leginkább a levegő kiáramláskor kapunk információt. A 4.diagramon látható, hogy az adott periódusban a radonkoncentráció nem ritkán a 1,5 MBq/m3 értéket is meghaladta. Ekkora mértékű radonkoncentrációdúsulás egy földalatti üregrendszerben, nagy felszíni radonkoncentrációt okozhat, esetleges közvetlen feláramlási útvonal megléte esetén. Későbbiekben részletezem a repedések és zúzott zónák szerepét a radon feláramlásában, viszont itt meg kell említeni a kőzet típusának szerepét is. Mivel a község, úgynevezett „fekü szürke homokkövön” helyezkedik el (melynek átlagos radioelem tartalma a következő: U: 11 g/t, Th: 19 g/t, K: 3,9 %), a magasabb urántartalom hatására (ami háromszorosa a földkérgi átlagnak) a kőzetpórusokban és repedésekben fel tud halmozódni oly mértékig a radon, hogy esetleges nyomáskülönbség hatására feláramlik és lokális problémát okoz ezzel. Így, ha adott repedés nincs is közvetlen kapcsolatban a vágattal, okozhat radonkoncentráció-növekedést a felszínen.
5.2.2
Vágat felszíni hatásainak vizsgálata, keresztirányú profilokon
Miután nyilvánvalóvá vált a vágat magas radonkoncentrációja, megvizsgáltam, hogy van- e felszínre gyakorolt hatása, és ez a hatás milyen távolságban és mekkora mértékben jelentkezik. Ezt keresztirányú mérésekkel vizsgáltam, tehát a vágat irányára merőlegesen, mindkét irányba távolodva, talajgáz radonkoncentrációt és radon exhalációt mértem. Méréseim a vágat elejére koncentrálódtak, mivel itt a vágat még kis mélységben (3-5 m) található. Elméletileg ilyen hatalmas radonkoncentráció, ami a vágatban összegyűlt, akár nagyobb repedések nélkül is hatással lehet a felszíni radon kiáramlásra ennek a bizonyítása, kicsi hatás lévén, csak a vágat-eleji mérésekkel lehetséges. A terepi lehetőségeket is figyelembe véve négy mérési profilt alakítottam ki, a vágat kezdési pontjától számítva 20, 50, 80 és 250 méteres távolságokban (a 250 m-es mérési profil
63
már a lakott részen belül van). A mérések merőlegesek a vágat irányára és 10 méteres távolságokban történtek. Az 5. diagram mutatja a talajgáz radonkoncentráció mérések eredményeit:
250 Rn 50m Rn 80m Rn 250m
3
Talajgáz Rn konc. (kBq/m )
200
150
100
50
0 -4
-3
-2
-1
0
1
2
3
4
5
6
Mérési pontok (10 m-enként, "0" pont a vágat fölött)
5. diagram: É-i táró feletti talajgáz Rn koncentráció mérések eredményei
A diagramon jól látható, hogy a vágat feletti értékek minden esetben magasabbak. Ugyan ezek a koncentrációk nem nevezhetők kimagaslóan nagy értékeknek, (az átlagos talaj radonkoncentrációja 20-60 kBq/m3), de jól tükrözik a vágat felszíni hatását. A 20 méteres profilnál a talajgáz mérése kivitelezhetetlen volt, a környezeti adottságok miatt csak az exhalációs méréseket végeztem el. A 6. diagram mutatja a profilok radon exhalációs mérési eredményeit:
64
600
100000 Exh 20m Exh 80m Rxh 50m
500
400 1000
300
100 200
10 100
0
1 -3
-2
-1
0
1
2
mérési pontok (10 méterenként, "0" pont a táró felett)
6. diagram: Rn exhalációs mérési eredmények, É-i táró felett
Látható, hogy a mért értékek magasabbak, mint az átlagos talajokra jellemző (10-60 mBq/m2s) érték. Ez annak is tulajdonítható, hogy ezen a területen az átlagosnál magasabb urántartalmú kőzet van. Ezek a mérések nem igazolták közvetlenül, hogy a vágat felett magasabb lenne a radon exhaláció. Ugyan a 20 méteres profilnál jelentkezett ez a hatás, de mivel ezen a ponton csak néhány méteres mélységben van a táró (2 m), megállapítható, hogy ha nincs jelen repedezett zóna vagy törésvonal, a radon nem áramlik fel a felszínre, még ha mégoly magas koncentrációban is van jelen a vágatban. Ezt a feltevést is igazolja az 50 méteres profil, melynél egy értéken kívül az összes többi azonos nagyságrendbe esett (a táró mélysége itt 5 m). Az egyetlen pont, melynél rendkívül magas értéket mértem (13,5 Bq/m2s) egy repedezett zóna felett volt. Mint utólag kiderült, ezen a ponton két repedészóna metszéspontja van, mely gyakorlatilag közvetlen kapcsolatot biztosított a felszín és a vágat között. Az anomália területén szabad szemmel nem látható semmiféle repedés vagy üreg, viszont a vágat földtani dokumentációjából egyértelműen megállapítható a repedések metszéspontja.
65
Rn exhaláció, mBq/m2s (50m)
Rn exhaláció, mBq/m2s
10000
Ez a terület lakott részen kívül van, így az anomália közvetlenül nem okoz problémát. Ennél lényegesebb a lakott terület radon problémája. Igaz, Kővágószőlős lakott területén már lényegesen mélyebben helyezkedik el a táró (40-60 m), de a terület ugyancsak erősen repedezett és repedések metszéspontjában is bővelkedik, ami elvileg okot adhat az aggodalomra. Ekkora értékű radon exhalációra ugyan nem számíthatunk, mint amekkorát az 50 méteres profilnál mértem (a nagyobb mélység miatt), anomáliákra
viszont
igen,
így
a
község
teljes-körű
radiológiai
felmérése
elengedhetetlen.
5.2.3
Kővágószőlős lakott területének radiológiai felmérése
Méréseim nyomán a feltételezés igazolódott, hogy a kis mélységeknél (3-5 m) az északi tárónak van felszíni hatása. Mivel ez a terület lakatlan, így csak az lényeges, hogy mely mélység az, amelyből még feláramolhat a radonkoncentráció. Egy korábbi általános, egész községre kiterjedő, reprezentatív beltéri radonkoncentráció felmérést követően, egy másik felmérést szerveztem, mely már a vágat közelében lévő épületekre koncentrálódott. Ekkor már kialakítottam a vágat nyomvonalával párhuzamos, attól különböző távolságokra lévő sávokat, melyekben vizsgáltam a talajgáz
radonkoncentrációt,
a
radon
exhalációt,
a
gamma-dózisteljesítményt
lakóházakon kívül/belül és az ott lévő épületek beltéri radonkoncentrációját. Az első mérési sáv a vágat 100 méteres körzetén belül lévő épületek, a második a 100-200 méterek között húzódó sáv és a harmadik a 200 méteres távolságon kívüli épületek zónája. A közel 1300 lakosú község területén a Polgármesteri hivatal nyilvántartása alapján 442 lakott lakás található. Ezek közül 342 családi ház. Az előzetes felmérés alapján már ismeretes
volt,
hogy
a
község
lakótelepi
lakásaiban
alacsony
a
beltéri
radonkoncentráció, így a rákövetkező felmérést kifejezetten a földszintes házakra koncentráltam. A házak többsége rendelkezik pincével, ami befolyásolja a beltéri radonkoncentrációt, így sok esetben ott is végeztem méréseket, hogy minél jobban tisztázzam az adott területre jellemző radon feláramlási viszonyokat. Mivel a bányászat előtti radiológiai állapot-felmérés nem történt meg, emiatt nem tudható, hogy mennyire változott meg (illetve mennyire növekedett meg) a beltéri 66
radonkoncentráció a vágat kialakítását követően. Orosz kutatók ugyan végeztek felméréseket, de csak a község határain kívül, mert a „feküszürke” homokkőben, melyen a község fekszik, nem jellemző az érclencsék jelenléte. (Ilyet három helyen találtunk, de ezek mind a község keleti részénél helyezkednek el, a vágattól számított 200 méteres sávon kívül. Ez majd a későbbiekben, mint látni fogjuk, döntően fontos információnak bizonyult). Beltéri radonkoncentráció vizsgálataim során összesen 134 lakást mértem fel, ezen felül még 10 lakóházban folyamatos felmérést végeztem. A felmérések 4 hónapos expozíciós intervallumot öleltek át a téli hónapokban. A folyamatosan vizsgált lakóházakban ugyan minden évszakban vannak mérései adatok, de az éves dózis pontos megállapításához a legtöbb épületben nyári méréseket is végeztem, mely így a község harmadik beltéri radonkoncentráció felmérése. Az első két felmérést szándékosan a téli periódusra koncentráltam, ezzel biztosítva az egyes lakóházak maximális beltéri radonkoncentrációjának a felvételét. A vizsgált 134 földszintes családi ház átlagos radonkoncentrációja (a téli hónapokban) 483 Bq/m3 volt, ami magasnak mondható. Az adatok a 35-3523 Bq/m3 tartományban szóródtak. A 7. diagram mutatja a földszintes házak beltéri radonkoncentráció eloszlását:
40 Lakások száma (db) 35
Lakások száma (db)
30
25
20
15
10
5
0 < 200
200-400
400-600
600-1000
> 1000
Radonconcentráció (Bq/m3)
7. diagram: Lakóházak beltéri radonkoncentráció eloszlása, Kővágószőlős
67
Az eloszlás nem reprezentatív az egész községre nézve, mivel a vágat közelében lévő épületek felmérését nagyobb arányban végeztem, mint a távolabbi területen levő lakóházakét. Ezért az adatokat külön is elemezem a vágat nyomvonalától való távolságuk függvényében, a korábbiakban megadott három felmérési sáv szerint. A lakások 68,6%-a a 200 Bq/m3, 43,3 %-a 400 Bq/m3 és 22,4 % -a 600 Bq/m3 értéket is meghaladja, ami anomálisnak számít. Ez persze várható volt, már csak annak ismeretében, hogy az itteni kőzet (a „feküszürke” homokkő) urántartalma (136 Bq/kg) lényegesen magasabb a világátlagnál. A 5. ábra mutatja Kővágószőlős belterületének telekhatárait, valamint a község alatt húzódó északi tárót (vastag vonallal jelezve) és a 400 Bq/m3 feletti beltéri radonkoncentrációjú házak elhelyezkedését.
5. ábra: A magas radonkoncentrációjú házak és a vágat nyomvonalának elhelyezkedése Kővágószőlős területén
68
A sávokat szaggatott vonallal jeleztem, az első a 100 méteres, míg a másik a 200 méteres tartományt jelöli. Látható, hogy az 1000 Bq/m3 beltéri radonkoncentráció feletti lakóházak többsége (négy lakóházon kívül), az összes a 100 méteres sávon belül helyezkedik el. A 200 méteres sávon kívül összesen három lakóházban mértem 1000 Bq/m3 érték felett, de a térképen csak két lakóház van feltüntetve, mivel a harmadik ház a keleti táró nyomvonalához esik közel (Sajgó u.), melyet már korábbi tanulmányok részletesen vizsgáltak és részben uránérc kibúvásnak, részben pedig a keleti táró hatásának tulajdonították a beltéri radonkoncentráció-növekedést. A másik két ház egyikének pincéjében szintén nagy urántartalmú érclencse található, mely így a beltéri radonkoncentráció beazonosítható forrása. A felmérési eredményeket a 15. táblázat tartalmazza, az északi táró nyomvonalától való távolság függvényében:
É-i tárótól
Meglévő/vizsgált
való távolság
házak száma
(m)
(db)
0 - 100
Radonkoncentráció (Bq/m3) Min.
Max.
Átlag
64/51
133
3523
660
100 - 200
85/43
44
2197
420
> 200
193/40
21
1722
279
15. táblázat: A radonkoncentráció értékeinek eloszlása a táróalagúttól való távolság függvényében, (téli mérések átlaga)
A 100 méteres sávon belüli házakban mértem átlagosan is a legnagyobb értékeket, és a legtöbb 1000 Bq/m3 meghaladó beltéri radonkoncentrációt. A két felmérés eredményeit összesítve (csak a téli hónapokra jellemző értékeket nézve), 9 db lakóházban mértem 1000 Bq/m3 feletti és további 9 db házban 600 Bq/m3 érték feletti beltéri radonkoncentrációt. A 100–200 méteres sávban 3 db 1000 Bq/m3 és 3 db 600 Bq/m3 érték feletti lakóház van, és itt a maximális érték is alatta marad a 100 méteren belüli házak hasonló adatának. Ha az összes lakóház átlagértékeit nézzük, az is egyértelműen igazolja, hogy a vágat közelében valami okból nagyobb a beltéri radonkoncentráció.
69
A 200 méteren kívüli anomális lakóházak körül csak egy lakóház radon forrása a kérdéses, a többi esetben - mint fentebb már említettem - a többlet-radon eredete ismert. Előbbi eset részletes kivizsgálást igényel. Hogy pontosan lássuk, mely épületeknél kell beavatkozni, a folyamatosan vizsgált lakóházak beltéri radonkoncentráció változásának adatait felhasználva, kiszámoltam a várható éves koncentrációt az egyes lakóépületekben. A 8. diagram tartalmazza az adatokat, melyből látható, hogy 13 lakóépület beltéri radonkoncentrációja haladja meg a 600 Bq/m3 értéket. Ezekben a lakóházakban mindenképpen ajánlatos a beavatkozás, melyet a lakóknak ajánlottam is. A lehetséges beavatkozásokra a későbbiekben részletesen kitérek.
70 0-100m 100-200m >200m
60
Lakások (%)
50
40
30
20
10
0 < 200
200-400
400-600
600-1000
> 1000
Radonconcentráció (Bq/m3)
8. diagram: A beltéri radonkoncentráció %-os eloszlása a vágat nyomvonalától mért távolság függvényében
A számolt éves átlagokat, nyári beltéri radonkoncentráció felmérési sorozattal is alátámasztottuk. Az értékek a várakozásnak megfelelően alacsonyak voltak, a 100 méteres sávon belüli házak átlagos beltéri radonkoncentrációja 200 Bq/m3 volt, míg a 100 méteren kívüli házak átlagos radononcentrációja 100 Bq/m3. A kibúvások, mint lehetséges beltéri radonkoncentráció-növekedést okozó hatás kizárása céljából, felmértem az egész területen a gamma-dózisteljesítményt (mind a beltérit, mind pedig a lakásokon kívülit). A mérési pontokon 10 mérést végeztem 70
(egyenként 10 s ideig) és ezek átlagát vettem. Az eredményeket a 16. táblázatban tüntettem fel:
Gamma-dózisteljesítmény [nGy/h]
Távolság [m]
Benti
Kinti
min.
max.
átlag
min.
max.
átlag
0-100
80
233
146
102
252
134
100-200
62
180
130
95
162
114
>200
72
231
142
99
163
120
16. táblázat: Lakáson belüli és kívüli gamma-dózisteljesítmény eredményei, Kővágószőlős
A kinti méréseket az épületektől 5 méteres távolságban végeztem, hogy kizárjam az épületek hatásait. Látható, hogy ugyan az átlagosnál magasabbak az értékek (meghaladják a világátlagot ami bent 84 nGy/h, kint 59 nGy/h), de ezen a területen átlagosnak számítanak. A táró nyomvonalától való távolság függvényében jelentős eltérést nem tudtam kimutatni. Ezzel a méréssorozattal közvetlenül az épülethez közel eső kibúvásokat nem találtam (leszámítva a 200 méteren kívüli 2 db lakóházat, melyek pincéjében megtalálható a kibúvás). Kőzetminta elemzést ugyan nem végeztem a magas költségek miatt, de áttekintettem azokat a fúrási karotázs szelvényeket, melyeket még a vágat kialakítása alatt vettek fel. Ezek természetes gamma szelvényei egyértelműen igazolják, hogy a vágat közvetlen közelében érclencse nem található. A felmérés ezzel még mindig nem teljes, a továbbiakban az egész községre kiterjedően talajgáz radonkoncentráció és radon exhaláció méréseket végeztem. A mérési eredményeket a 17. táblázat tartalmazza:
71
É-i
Talajgáz radonkoncentráció
Radon exhaláció
tárótól
[kBq/m3]
[mBq/m2s]
való távolság [m]
Mérések száma
Min.
Max.
Átlag
Mérések száma
Min.
Max.
Átlag
0-100
71
26
233
96
67
19
326
72
>100
18
12
117
54
27
11
106
41
17. táblázat: Talajgáz radonkoncentráció és radon exhaláció értékek a vágat nyomvonalától való távolság függvényében, Kővágószőlős
Látható, hogy a 100 méteres sávon belül a talajgáz radonkoncentrációja magas. A radon exhaláció is közel kétszeres növekedést mutatott a 100 méteren belüli pontoknál. A 75%-ot meghaladó radon exhaláció többlet valószínűleg összefügg a beltéri radonokncentráció növekedéssel. Az itteni magasabb értékek, igazolják azt a feltevésünket, miszerint ez a terület erősen repedezett, ezáltal elősegíti a vágatban felhalmozódott radon exhalációját a felszínen. A vágat földtani dokumentációjából kiértékeltem az ott talált repedéseket és zúzott zónákat. Ebben a vágatot keresztező összes repedésnek, zúzott zónának megtalálható mind az iránya, mind a dőlési szöge, melyek segítségével megszerkesztettem a felszíni vetületüket, figyelembe véve természetesen a magassági értékeket is. A már eleve meglévő repedészónák nagysága és kiterjedése a bányászat hatására valószínűleg erősödött. A bányászat befejezését követően, a vágat műszaki felhagyása megtörtént, ami az előzetes tanulmányok szerint biztonságos, mivel az északi táró első 1220 méteres szakasza 3,8 m magas, 1,9 m sugarú boltíves betonidomkővel (falvastagság 30 cm) biztosított. Ugyan ezen a szakaszon a tektonika a legsűrűbb, de a felmérés szerint hosszú ideig stabil marad a szerkezet. Ez azonban nem zárja ki azt a lehetőséget, hogy a vágatban lévő magas radonkoncentráció a repedések mentén ne áramolhasson fel a felszínre. Egy esetben felszíni süllyedést, azaz bányakárt is elismertek, ahol az ok a vágat léggurítója volt. Ezen a területen lévő épületben 600 Bq/m3 feletti a beltéri radonkoncentráció, annak ellenére, hogy az épület alatt pince található. A vágatot keresztező repedészónák felszíni vetületét az 5.ábra mutatja (5. melléklet):
72
5.ábra: A vágatot keresztező törésvonalak felszíni vetülete, Kővágószőlős
A megszámozott és bekarikázott pontok jelölik a kockázattal járó törésvonalak metszéspontjait. A be nem karikázott törésvonal metszéspontok felett közvetlenül nem helyezkedik el épület, vagy azon a területen nem mértem kimagasló exhalációt. Az egyes pont jelöli a már említett vágat eleji magas exhalációs helyet. A mért érték ezen a ponton 13,5 Bq/m2s, ami nagyon magas értéknek számít, de mivel külterületről van szó, a lakosság szempontjából ez érdektelen. A második jelzett ponton látható repedezett zóna, mely a lakóházak felé irányul. Épp a nagy kiterjedésű zúzott zóna és a másik repedésvonal metszésénél mértem a község legmagasabb beltéri radonkoncentrációját, 3523 Bq/m3-t. Ezen a területen kibúvást nem 73
találtam, így nagy esélye lehet annak, hogy a vágatban összegyűlt magas radonkoncentrációjú levegő itt áramlik fel a felszínre. Fúrást itt sem végeztem, így teljes biztonsággal nem zárhatom ki, hogy esetleg pár méter mélyen érclencse húzódik, és ez okozza a magas beltéri radonkoncentrációt. A harmadik ponton a község Polgármesteri Hivatala helyezkedik el. Itt a polgármester dolgozószobája lett felmérve, mely meglepően magas értéket (1378 Bq/m3) adott. Ez azért is érdekes, mivel szobájának ajtaja leggyekrebben nyitott állapotban van, így nagyobb a légtér intenzívebb a légcsere. Ennek ellenére a három, sőt négy törésvonal egybefutása okozhatja ezt az erős feláramlást. A négyes ponton szintén három törésvonal fut egybe, melyek a magas értéknövekedést okozzák a beltéri radonkoncentráció mérésnél (1597 Bq/m3). Ez egy családi ház, melynek gyerekszobájában mértem az értéket. Javasolható a mielőbbi beavatkozás. Az ötös pontról szintén említést kell tenni. Szembetűnő az itt mért alacsony érték (133 Bq/m3). Itt is három törésvonal keresztezi egymást, viszont a beltéri radonkoncentráció átlagos értéked ad. Ennek magyarázata, hogy ez egy üzlethelyiség (helyi italozó), így a sűrű bejárás miatt a folyamatos ajtónyitás, szellőztetés biztosítja az alacsony beltéri radonkoncentrációt. A hatos pont egy domb lábánál helyezkedik el, itt mértem a településen belül a legnagyobb exhalációt (326 mBq/m2s). Ez az érték okozhatna magas beltéri radonkoncentrációt, ha épp ezen a részen lenne épület. A hetes ponton a mérés egy kétszintes épület felső emeletén történt, mely ugyan 1000 Bq/m3 érték alatti (822 Bq/m3), a második szint miatt magasnak számít. A többi törésvonal metszéspontjainál vagy nincs épület a közvetlen közelben, vagy a telek üresen áll, így nem okoz közvetlen problémát. Végezetül megállapítható, hogy a törésvonalaknak valószínűleg nagy szerepük van a beltéri radonkoncentráció növekedésében és ha figyelembe vesszük, hogy ezek mind az északi
vágatot
radonkoncentráció
keresztezik, feláramolhat
joggal a
feltételezhető,
felszínre.
A
talaj
hogy
az
magas
ottani
magas
urántartalma
is
nagymértékben növelheti a beltéri radonkoncentrációt, így ennek a szerepét sem zárhatom ki.
74
5.3
Kővágószőlős és Cserkút lakosainak sugárterhelése
A felméréseket követően feltevődik a kérdés, mekkora dózist kap az ezen a területen élő népesség. A mért eredmények alapján az éves dózist kiszámolva, a legnagyobb kockázatot a vágattól számolva ±100 méteren belül lévők szenvedik el. A számolt értékeket a 18. táblázat tartalmazza:
Becsült sugárterhelés (mSv/év) Mérések helye 0-100m 100-200m Kővágószőlős >200 m Súlyozott átlag Cserkút Világátlag
Gamma külső belső 0,163 0,716 0,139 0,638 0,146 0,697 0,147 0,686 0,130 0,648 0,072 0,412
Radon külső belső 7,465 4,799 0,044 3,233 4,42 0,029 2,15 0,021 0,688
Összesen (mSv/év)
8,39 5,62 4,12 5,25 2,96 1,19
18. táblázat: Becsült éves sugárterhelés, Kővágószőlős és Cserkút településeken Látható, hogy a vágattól ±100 méteren belül élők kétszeres dózist kapnak, mint a ±200 méteren kívül élők. Ez statisztikailag igazolja a repedések, törésvonalak nagyfokú hatását a lakóépületek beltéri radonkoncentrációjára. A gamma-dózisteljesítmény mérések nem mutattak kiugróan magas értékeket, így ez a komponens csak kismértékben járul hozzá a lakosok összes dózisához. Gyakorlatilag a radontól kapott dózis határozza meg az összdózis nagyságát. Kővágószőlősön a vizsgált 129 ház 10%-a esetén az átlagos radonkoncentráció meghaladja a 600 Bq/m3 értéket, azaz a 10 mSv/év sugárterhelést. A 9. diagram mutatja a lakosság beltéri radonkoncentrációtól származó sugárterhelését, midkét községben, a mérési sávok figyelembevételével:
75
40
maximum átlag minimum
35
Effektív dózis (mSv/év)
30
25
20
15
10
5
0 Kővágószőlős 0-100m
Kővágószőlős 100-200m
Kővágószőlős >200m
Cserkút
Távolság (m)
9. diagram: A beltéri radontól származó sugárterhelés, Kővágószőlős és Cserkút településeken
Az eredményekből egyértelműen látszik, hogy a vágattól távolodva csökken az éves effektív dózis. Természetesen a cserkúti eredmények függetlenek a kővágószőlősi vágattól, ennek okairól már az előbbiekben részletesen kitértem. Összefoglalva
megállapítható,
hogy
9
ház
esetén
(melyeknek
a
beltéri
3
radonkoncentrációja – téli méréseknél - meghaladja az 1200 Bq/m -t és melyek mindegyike Kővágószőlős területén helyezkedik el), ajánlatos a minél előbbi beavatkozás. Ajánlottam beavatkozási technikákat, melyekről a következőkben részletesen írok, de felmerült itt a finanszírozás problémája. A lakosok a radonmentesítés költségét nem vállalják magukra, és mivel egyértelműen nem bizonyított a vágat hatása, az állam felelősségvállalása is kérdéses.
76
6
BELTÉRI RADONKONCENTRÁCIÓ CSÖKKENTÉSÉRE IRÁNYULÓ BEAVATKOZÁSI TECHNIKÁK KIKÍSÉRLETEZÉSE
A
beltéri
radonkoncentráció
csökkentésére
irányuló
beavatkozási
technikák
kikísérletezését az egyes bányaüzem területére koncentráltam. Ez a terület adódott a legmegfelelőbbnek, a magas radon exhaláció és a bánya üregrendszerek felszínhez való közelsége miatt. A nagy kiterjedésű repedezett zóna és a vágatokban uralkodó magas radonkoncentráció számos, e területen lévő épületben is megnöveli a beltéri radonkoncentrációt. Ez hasonló körülményeket biztosít, mint amelyeket a hármas bányaüzem területén tapasztaltam. Így, az itt bevált beavatkozási technikák, egyértelműen a hármas bányaüzem területén lévő épületek beltéri radonmentesítésére is alkalmazhatók lesznek. Az egyes bányaüzem területén három épületegyüttesben találtam magas beltéri radonkoncentrációt (Környezetvédelmi Bázis, magraktár és a volt irattár épülete), és 12 épületben alacsonynak adódtak az integráló SSNTD detektorokkal mért eredményeim. Az utóbbi 12 db épületet a MECSEKÉRC Rt. értékesítette, a három anomális épületegyüttes viszont megmaradt, melyek radonmentesítése utóbb, vizsgálataim eredményeképpen megtörtént. Az érintett épületek közül a MECSEKÉRC Rt. biztosított számomra egy épületet (volt irattár, ahol a kutatásaim nagy részét végeztem), mely az összes egyes üzemi épületek közül a leginkább van kitéve az üregrendszerből kiáramló magas radonkoncentrációnak. Ebben az épületben vizsgáltam a már ismert beavatkozási technikákat, illetve azt, hogy melyik milyen hatásfokkal alkalmazható egy ilyen speciális helyen. Vizsgáltam a talajgáz radon-tartalmának és a beltéri radonkoncentrációnak az összefüggését a különböző beavatkozási technikák alkalmazásának időszakában, és folyamatosan mértem
a
közeli
egyes
aknából
(volt
bányaüzemi
szállítóakna)
kiáramló
radonkoncentrációt. Utóbbi az üregrendszer radonkoncentrációjára ad indikációt, és rámutat egy fontos tényezőre: mikor és mekkora koncentrációban van radonfeláramlás az üregrendszerből. Ennek érdekében kapcsolatot kerestem az egyes aknában feláramló levegő radonkoncentrációja és az épület beltéri radonkoncentrációja között.
77
Az irattári kísérleti eredményeket felhasználtam a többi épület beavatkozásainak kialakításánál.
6.1
A földalatti bányaüregrendszer radonkoncentrációjának változása
A hármas bányaüzemi üregrendszer radonkoncentráció változásához hasonlóan, nagyon fontos tudni az egyes banyaüzem üregrendszerének radonkoncentráció változását is. A méréshez nagy segítséget nyújt a megtartott függőleges bányaüzemi szállítóakna, melyen keresztül szivattyúzzák ki a vizet, a tortyogói vízbázis védelme érdekében. A szivattyúzás következtében kialakult kb. 2,5 km2 depressziós tölcsér (kb. 110 m mélyen a felszín alatt), megakadályozza az ettől északra elhelyezkedő bányaüzemi területről származó szennyezett víz átáramlását a tortyogói víznyerő területre. Ennek következtében az egyes üzem üregrendszereinek nagyobb része nem kerül víz alá, így a radon továbbra is nagy koncentrációban képes ott felhalmozódni. Az aknán keresztül, mivel összeköttetésben van az egész üregrendszerrel, a légnyomás és hőmérsékletkülönbség hatására áramlik ki, vagy be a levegő. Az üregrendszerből kiáramló levegő radonkoncentrációjának változását a 10. diagram mutatja.
1600
1400
Radon koncentráció (kBq/m3)
1200
1000
800
600
400
200
0 0
500
1000
1500
2000
idő (óra)
10. diagram: Radonkoncentráció változása az egyes üzem üregrendszerében
78
Látható, hogy a mért értékek magas koncentrációt jeleznek, az éves átlag 520 kBq/m3. Ez közel azonos, mint amennyit az északi táróban, a hármas üzemi üregrendszerben mértünk. Az üregrendszer levegőjének felszínre jutása könnyen anomáliát okozhat a zárt terek radonkoncentrációjában. További, kockázatot növelő tényező, hogy ez a terület is gazdag repedezett zónákban, és az üregrendszer viszonylag kis mélységben (>20 méteres mélységtől kezdve) található.
6.2
Beavatkozási technikák kikísérletezése, erős radonkoncentráció feláramlása mellet
Gyakorlatilag az általam végzett, beltéri radonkoncentráció csökkentésére irányuló beavatkozások kikísérletezése a volt irattárhoz kapcsolódik. Mivel az összes épület közül itt mértem a legnagyobb beltéri radonkoncentrációt, úgy gondoltam, hogy bármifajta beavatkozást is alkalmazzak - ha az kis mértékű radonkoncentráció csökkentést is okoz - ilyen környezetben, a legkisebb beavatkozási hatásfokot is hatékonyan ki tudom majd mutatni. Az előzetes integráló méréseket - melyek három hónapos időintervallumot öleltek át az épület hetes számú szobájában végeztem, és 6168 Bq/m3-es értéket kaptam. A terület erősen repedezett és természetesen - ahogy az egész egyes bányaüzem területén - úgy ezen épület alatt is, kis mélységben (20 m) van a bányaüregrendszer. Sőt a radonkút kialakítása során, egy karotázs fúrólyukat találtunk. Elég volt másfél méterig leásni, és máris ott volt a be nem tömedékelt fúrólyuk. Vizsgálataim alapján egyértelmű, hogy kapcsolatban áll az üregrendszerrel, így közvetlen utat biztosít a radonnak a felszínre. Az épület környezetében talajgáz radonkoncentrációt mértem (mérési pontok helyeit a 6. ábra jelzi), melynek eredményeit a 19.táblázat tartalmazza: A talajgáz radonkoncentráció értékek az adott területhez képest, nem mondhatóak kiugróan magas anomáliának. Természetesen az 542 kBq/m3 érték már számottevő, mely egy nagyságrenddel nagyobb az átlagos talajokban mérhető értékeknél.
79
Talajgáz radonkoncentráció (kBq/m3) Mérési
1p
2p
3p
4p
5p
6p
7p
8p
9p
10p
Átlag
pontok
275
138
398
195
374
168
330
107
542
128
265
19.táblázat: Talajgáz radonkoncentráció mérési eredményei az irattári épület környezetében
A magas beltéri radonkoncentráció kialakulásához továbbá, nagymértékben hozzájárul a radon erős feláramlása, ami általában nyomáskülönbség hatására erősödik, vagy éppen gyengül. Ehhez hozzájárulnak a repedések, törésvonalak, és a beltéri radonkoncentráció máris a megengedett határérték felett lehet. Ezen a területen több erős és nagy kiterjedésű törésvonalat találtam - amit a régi dokumentációk is alátámasztottak - így a feltételezésem igazolódni látszik, miszerint a magas beltéri radonkoncentráció leginkább a bánya üregrendszeri radonfeláramlástól függ. Így a beavatkozási technikák hatásfokát vizsgálhatom, extrém magas beltéri radonkoncentráció mellet. Az irattári épület hetven méter hosszú és közel tizenhét méter széles, így nagy kiterjedésű épületnek felel meg. A szobáinak térbeli elhelyezkedését a 6. ábra mutatja:
Radongyüjtő zsomp Radonkút 3p
4p
2
5p
1
6p
3
7p
6
4
É
7
2p 8
1p
9p
6. ábra: Irattári épület vázlata
80
8p
10p
Az ábrán feltüntettem a talajgáz radonkoncentráció mérési pontjait és néhány beavatkozási technika térbeli elhelyezését. Megszámoztam minden egyes szobát, melyben mérést folytattam. A hetes szoba helyezkedik el a legtávolabb a beavatkozásoktól, így a beavatkozások hatása itt jelentkezett a legkisebb mértékben. Mivel a beltéri radonkoncentráció azonos mértékben változik az épület minden szobájában, a hetes szoba beltéri radonkoncentráció változása pontosan mutatja (beavatkozások
közben
is),
a
pillanatnyi
bányaüregekből
feláramló
levegő
radonkoncentrációjának (továbbiakban: BFLR) nagyságát. E mérési eredmény alapján pontosan megállapíthatjuk, az egyes beavatkozások hatásosságát. Az épület több mint negyven éve épült és több kisebb/nagyobb átalakításon esett át. Emiatt az egyes szobákban más és más padló van, ami befolyásolja a beltéri radonkoncentrációt. Ezért fontosnak tartom a padlók vastagságának szobánkénti részletezését. A hármas és négyes szobában egyazon vastagságú aljzatbeton van, 7 cm vastagságú. Az egyes és a hetes szobában 10 cm vastagságú, míg a kettes, hatos és a nyolcas szobákban 15 cm vastagságú, és tömörebb kiképzésű, repedés-mentesebb, mint a vékonyabb aljzatoknál. Nem állítható egyértelműen, hogy a vastagabb aljzatbetonnak számottevően jobb radon visszatartó képessége van. Míg a kettes és a hatos szobákban mértem a legalacsonyabb beltéri radonkoncentrációt a nyolcas szobában, az egyes és a hármas szobához hasonlóan közel azonos, magas értéket mértem. Ez valószínű az eltérő repedezettségnek tulajdonítható. A kettes szobában regisztrált alacsony radonkoncentráció véleményem szerint azzal magyarázható, hogy a szoba alatt összefüggő kőzet van (mely alacsony permeabilitást eredményezett), továbbá az épületen belüli elhelyezkedése (épület széle) és a gyenge minőségű nyílászárók eredményezték. A szoba alatti kőzet urántartalmát ugyan nem mértem meg, de az eddigi információkból a területre jellemző 11 g/t koncentráció lehet, melyet a talajgáz radonkoncentráció mérési eredménye igazol (átlag 180 kBq/m3). Mivel a hatos szoba is hasonló paraméterekkel rendelkezik, mint a kettes számú, ennek megfelelően feltételezem, hogy az ott mért alacsony beltéri radonkoncentráció is hasonló okokra vezethető vissza. A nyolcas szoba alatt úgyszintén összefüggő kőzet van, de ennek az urántartalma magas. Emiatt a talajgáz radonkoncentráció itt a legmagasabb, az 1300 kBq/m3-t is elérte. A permeabilitás itt is alacsony értéket mutatott.
81
A többi szoba, tehát az egyes, hármas, négyes és a hetes szobák alatt, az uránérc bányászat során keletkezett meddő (alacsony urántartalmú) kőzet található, mely még inkább elősegíti a beltéri radonkoncentráció növekedését. Ezt tovább erősíti az összefüggő kőzet hiánya miatt kialakult magas permeabilitás. Röviden vázolva az épület tulajdonságait, a következő beltéri radonokncentráció értékek csökkentésére irányultak a beavatkozási technikáim:
Vizsgált szobák
1
2
3
4
6
8
7
6730
2650
11870
11870
2570
9800
6870
5500
28500
31000
4800
20500
18850
Átlagos beltéri Rn konc. (Bq/m3) Maximális beltéri Rn
19950
konc.
(50000)
(Bq/m3)
20. táblázat: Vizsgált szobák átlagos és maximális beltéri radonkoncentrációja
Tehát a beavatkozási technikákkal azt vizsgálom, hogy milyen mértékben lehetséges ezeket a beltéri radonkoncentráció átlagértékeket a megengedett szint alá csökkenteni (az épület munkahelynek minősül, így az 1000 Bq/m3-es beavatkozási szint vonatkozik rá). A beavatkozásoknál figyeltem arra, hogy azokat a vizsgálati periódusokat fogadjam el, amikor erős a radon feláramlás. Ezért a hetes szoba mérési adatai, és az egyes akna radonkoncentráció mérési adatai mutatják, hogy mikor és mekkora mértékű a BFLR. A BFLR hatására, akár pár óra alatt 20 kBq/m3-es beltéri radonkoncentráció is kialakulhat. Ezt a jelenséget a 12/a. diagram első két napja mutatja. A BFLR erősségének gyengülésével, az épület természetes szellőztetésének köszönhetően kevesebb, mint egy nap alatt lecsökken az akár 20 kBq/m3-es beltéri radonkoncentráció 200 Bq/m3-es értékre. Ha nem figyelnénk ezt a hatalmas ingadozást, meghamisítanánk a beavatkozási technikák hatásosságának értékelését.
82
Több mint egy éves perióduson keresztül vizsgáltam a hetes számú szoba beltéri radonkoncentráció változását, az egyes akna BFLR (bányaüregekből feláramló levegő radonkoncentrációja) függvényében. Ahogy az a 11. diagram is mutatja, ahogy növekszik az átlag radonkoncentráció az egyes aknában (ebben az esetben az aknából kifelé áramlik a levegő), úgy növekszik a hetes szoba beltéri radonkoncentrációja is. Természetesen csak átlagértékekről beszélhetünk, mivel erős radonkoncentráció ingadozás van mindkét esetben. A vizsgálatokat a többi szobában is párhuzamosan elvégeztem, de mivel azok rövidebb ideig tartottak, eredményeiket nem tüntettem fel a diagramon. A hetes szobához hasonlóan a többi kísérleti szoba beltéri radonkoncentrációja is erősen függ az egyes akna, azaz a bányaüreg levegőjének áramlási irányától.
7 szoba átlagos beltéri radonkoncentrációja (Bq/m3)
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0 0
100000
200000
300000
400000
500000
600000
700000
800000
900000
3
1 akna átlagos radonkoncentráció változása (Bq/m )
11. diagram: 7 szoba átlagos beltéri radonkoncentráció változása, az egyes akna radonkoncentráció változásának (BFLR) függvényében
A radon erős fluktuációjára a szobák alatti talajagáz radonkoncentráció is magyarázatot adhat. Igaz, az egyes beavatkozások következtében nagymértékben csökken, vagy épp növekszik a talajgáz radonkoncentráció, de a változás mértéke fontos információkat tartalmazhat. Hogy mely esetekben csökken/növekszik, azt a beavatkozásoknál
83
részletesen bemutatom, mivel minden beavatkozási technikánál, vizsgáltam a talajgáz radonkoncentráció változását, különböző mélységekben (20, 40, 60 és 80 cm-en). Négy szobában vizsgáltam a talajgáz radonkoncentrációjának változását és a beavatkozások előtt a következő átlagértékeket mértem, 60 cm-es mélységben:
Átlagos talajgáz Rn konc. (kBq/m3)
1
2
3
8
450
110
730
910
21.táblázat: Beavatkozások előtti átlagos talajgáz radonkoncentrációk, 60 cm-es mélységben
A nyolcas szobában volt a legmagasabb a talajgáz radonkoncentráció, melyet feltételezésem szerint a kőzet urántartalma okozott, de ennek ellenére a hármas szobában mértem a legmagasabb beltéri radonkoncentrációt.
6.2.1
Szellőztetéses beavatkozás
A legkézenfekvőbb beavatkozás a magas beltéri radonkoncentráció lecsökkentéséhez, a szellőztetés. Ez a módszer azonnali gyors beavatkozásnál használható (legalkalmasabb a kereszthuzat alkalmazása), csak hogy a beavatkozási hatás rövid idejű és nem gazdaságos (téli hónapok). Emiatt ezt a módszert, a magas beltéri radonkoncentrációjú épületeknél (bizonyos kivételektől eltekintve), teljes mértékben kizárhatjuk, csak, mint más beavatkozások kiegészítésére alkalmazható. Az irattári épületben több héten keresztül, a nyolcas számú szobában vizsgáltam milyen hatással van a szellőztetés, a beltéri radonkoncentrációra és milyen időtartam szükséges ahhoz, hogy visszaálljon a beavatkozás előtti beltéri radonkoncentráció. A szellőztetés időtartama minden esetben 10 perc volt. Méréseim során, napi egy, majd napi kettő, és ezt követően napi négy szellőztetést végeztem. Természetesen minden kísérlet minimum egy hetes időintervallumot ölelt át. A 12/a. diagram tartalmazza a nyolcas számú szoba beltéri radonkoncentráció változását, napi egy szellőztetés mellet.
84
A diagramon 8 nap beltéri radonkoncentráció adatai láthatók, az első (február 23.) és az utolsó (március 2.) nap a vasárnap, Hétvégén nem szellőzettem. A két hétvége között egyértelműen látszik, hogy a 23-ai napon a BFLR (bányaüregekből feláramló levegő radonkoncentrációja) gyakorlatilag nem volt jelen, míg a március elei periódusban erős feláramlás jellemezte, ahogy a hét többi napján is.
20000
18000
Beltéri Rn koncentráció (Bq/m3)
16000
14000
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0 február 22.
február 23.
február 24.
február 25.
február 26.
február 27.
február 28.
március 1.
március 2.
Idő
12/a. diagram: Beltéri radonkoncentráció változás naponként egyszeri szellőztetés mellett
A szellőztetés reggel kilenc órakor történt, de a diagramon a délutáni beltéri radonkoncentráció csökkenés erőteljesen mutatkozik, amit a természetes beltéri radonkoncentráció ingadozása okozott (BFLR ingadozás és a szoba természetes szellőzése). A beavatkozás alatt az átlagos beltéri radonkoncentráció 6620 Bq/m3 volt (a 23-ai alacsony értékeket nem vettem figyelembe, a BFLR alacsony értéke miatt), míg a hétvégi periódus alatt 10700 Bq/m3 volt. Ez közel 40%-os beavatkozási hatásfokot mutat, de ezt a hatást nagymértékben elősegítette a hétköznapi relatíve gyengébb BFLR (hétvégihez viszonyítva). Ha ezt a tényezőt számításba vesszük, a beavatkozási hatásfok gyakorlatilag elenyészővé válik. A napi két szellőztetés adatait a 12/b. diagram tartalmazza.
85
25000
3
Beltéri Rn koncentráció (Bq/m )
20000
15000
10000
5000
0 febr.. 9.
febr.. 10.
febr.. 11.
febr.. 12.
febr.. 13.
febr.. 14.
febr.. 15.
febr.. 16.
Idő
12/b. diagram: Beltéri radonkoncentráció változás naponként kétszeri szellőztetés mellett
Napi kétszeri szellőztetés jól mutatják a diagram a adatai. Míg nappal a beltéri radonkoncentráció alacsonyabb maximumot ér el, addig az esti periódusban akár a 15000 Bq/m3 értéket is meghaladja. A BFLR egész hétre közel azonos nagyságú volt, kisebb
emelkedéssel
a
hétvégén.
A
beavatkozás
alatt
3
az
átlagos
beltéri
3
radonkoncentráció 9550 Bq/m volt, míg a hétvégén 13870 Bq/m átlagot ért el. Ez közel 30 %-os beavatkozási hatásfoknak felel meg. De a folyamatos azonos nagyságú BFLR itt sem érvényesült, a hétvégén nagyobb volt a bányabeli levegőfeláramlásának radonkoncentrációja. A napi négy szellőztetés adatait a 12/c diagram tartalmazza. A BFLR itt az egész hét alatt arányában azonos nagyságúnak tekinthető, ennek megfelelően a beavatkozási hatásfok is alacsonynak adódott, szembe az egyszeri és a kétszeri szellőztetésnél. Hétköznapok alatt, tehát a beavatkozási periódusban, a beltéri radonkoncentráció 9160 Bq/m3 átlagérték volt, míg a hétvégén 10960 Bq/m3 átlagot ért el. Ebből egyértelműen látszik, hogy a beavatkozási hatásfok 20 %-ék körülinek adódik.
86
25000
Beltéri Rn koncentráció (Bq/m3)
20000
15000
10000
5000
0 márc.. 3.
márc.. 4.
márc.. 5.
márc.. 6.
márc.. 7.
márc.. 8.
márc.. 9.
Idő
12/c. diagram: Beltéri radonkoncentráció változása hatóránkénti szellőztetés mellett
A méréseket kismértékű BFLR mellet is elvégeztem. Mivel ekkor gyakorlatilag a bányából származó radonkoncentráció egyáltalán nem áramolhatott a felszínre, nem alakulhatott ki magas beltéri radonkoncentráció. Így ugyan tartani lehetett a 200 Bq/m3 átlagos beltéri radon koncentrációt, de ez nem a szellőztetésnek tudható be, hanem annak, hogy a radon feláramlása nagyon csekély mértékű volt.
6.2.2
Az
Radongyűjtő zsomp kialakítása
egyik
leghatásosabb
beltéri
radonkoncentráció
lecsökkentésére
irányuló
beavatkozási technikának a zsomp levegő megszívása adódott. A módszer hatásosságát vizsgáltam magas/alacsony BFLR mellett, különböző teljesítményű szivattyúk alkalmazása közben. E beavatkozás keretében, a padló repedésmentesítését is elvégeztem, így a két beavatkozási technika együttes hatását is vizsgáltam. A radongyűjtő zsomp elhelyezését az egyes szoba alá terveztem. A padló alatt fél méteres mélységben, egy 50*50*50 cm-es üreget alakítottam ki (6. melléklet). Falainak
87
megerősítését követően, behelyeztem a kivezető csövet, melyet gondosan körbefalaztam az épület alapjánál. Az így kivezetett cső végére helyeztem a szivattyút. A 35 W-os szivattyúval történő zsomp levegőmegszívás hatására lecsökkent beltéri radonkoncentráció értékeket a 22. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák
1
2
3
8
Beltéri Rn
Átlag
463
474
899
347
konc.
Max
1408
2128
3767
976
(Bq/m3)
Min
54
122
220
79
460
26,5
145
360
Talajgáz Rn konc., 60 cm mélyen (kBq/m3)
22. táblázat: Beltéri radonkoncentráció és talajgáz radon koncentráció értékek, 35 W-os szivattyú használata mellett
A beavatkozás hatására az átlagos beltéri radonkoncentrációt minden vizsgált szobában, sikerült lecsökkenteni a kívánt 1000 Bq/m3-es érték alá. A referencia szobában (7. szoba) ebben az időben alacsony beltéri radonkoncentráció jellemezte, átlagosan 1850 Bq/m3 mértem. Ehhez hozzájárult az egyes akna relatíve alacsony BFLR is, mely átlagosan 250 kBq/m3, így az épület beltéri radonkoncentrációjának alacsonynak kellet lennie. Ezt igazolja az is, hogy minden vizsgált szobában, az átlagos beltéri radonkoncentráció lecsökkent 1000 Bq/m3 érték alá. Ha erős radonfeláramlás lenne, ilyen mértétű csökkenéshez, a 35 W-os szivattyú teljesítménye nem lenne elegendő. A talajgáz radonkoncentrációja is nagymértékben csökkent, de azt, hogy mekkora hatással van ez a beltéri radonkoncentrációra, ezt a „beavatkozási technikák értékelése” részfejezetében tárgyalom. A beavatkozási hatásfokokat kétféleképpen számolhatjuk: a beavatkozást követően lecsökkent beltéri radonkoncentráció értékét összehasonlíthatjuk az éves beltéri radonkoncentrációval (Beavatkozási hatásfokok (%), éves átlagértékekhez viszonyítva), vagy a feltételezett pillanatnyi feláramlásból származható értékkel (Beavatkozási hatásfokok (%), pillanatnyi értékek figyelembevételével). A beavatkozási hatásfokokat a 23. táblázat tartalmazza:
88
Vizsgált szobák Beavatkozási hatásfokok (%), éves átlagértékekhez viszonyítva Beavatkozási hatásfokok (%), pillanatnyi értékek figyelembevételével
1
2
3
8
93
89
92
96
90
73
89
94
23. táblázat: Beavatkozási hatásfokok, 35 W-os szivattyúval elért beltéri radonkoncentráció csökkentésénél
Ha a beltéri radonkoncentráció változást a szobák éves átlagához viszonyítjuk, látható, hogy a beavatkozási hatásfokok egy kivételével, mind 90 % felettiek. Ebből a vizsgálati szempontból, jó hatásfokkal csökkent a beltéri radonkoncentráció. A munkahelyi követelmények is teljesültek, mivel 1000 Bq/m3 érték alá csökkent az átlagos beltéri radonkoncentráció. De ezt a számolást követve nem a valóságos beavatkozási hatásfokhoz jutunk, mivel az üregrendszer levegőfeláramlása a kísérlet alatt 35%-al alacsonyabb volt, mint az átlagos feláramlás. Így ezt figyelembe véve a beavatkozási hatásfokok is alacsonyabbak (mivel a beltéri radonkoncentráció is alacsonyabb lenne az éves átlaghoz képest). A számolt értékeket a 23. táblázat tartalmazza, melyek még így is magas beavatkozási hatásfoknak tűnnek. De esetünkben egy százalékos változás akár több mint 100 Bq/m3-es beltéri radonkoncentráció változást is jelenthet. Az adott 35 W-os szivattyú hatását vizsgáltam a padló repedésmentesítésének kialakítása mellet is. Az utóbbi beavatkozást oly módon végeztem, hogy az aljzatbeton és a falak közti részen betonréteget vittem fel, 2 cm-es vastagságban, mindkét felületen 20 cm-es szélességben. Mivel az aljzatbeton repedései ezen a részen voltak a legszembetűnőbbek, így kézenfekvő volt e rész eltömítése. A két beavatkozás együttes hatásaként a radonkoncentráció változásokat a 24. táblázat tartalmazza: A repedésmentesítést az egyes, kettes és a hármas szobában végeztem, így gyakorlatilag a nyolcas számú megmaradt referencia szobának. Ez fontos volt abból a szempontból, hogy pontosabb információt kapjunk a beavatkozási hatásfokra.
89
Vizsgált szobák
1
2
3
8
7
Beltéri Rn
Átlag
361
470
985
384
1842
konc.
Max
992
1382
3936
1848
10176
(Bq/m3)
Min
82
32
96
95
60
459
29
134
317
Talajgáz Rn konc., 60 cm mélyen (kBq/m3)
24. táblázat: Beltéri radonkoncentráció és talajgáz radon koncentráció értékek, 35 W-os szivattyú használata mellett, repedésmentesítéssel kiegészítve
Mérésem alatt sajnos a BFLR az egyes akna adatai alapján, és a hetes referencia szoba alapján is alacsonynak adódott, ezért a beavatkozási hatás gyakorlatilag kimutathatatlan ezzel a módszerrel. Jóval a mérési bizonytalanságon belül van. Az egyes aknában mért 220 kBq/m3 átlagos radon feláramlás 42 %-os csökkenést jelent az átlagoshoz képest. A beavatkozási hatásfokokat a 25. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák Beavatkozási hatásfokok (%), éves átlagértékekhez viszonyítva Beavatkozási hatásfokok (%), pillanatnyi értékek figyelembevételével
1
2
3
8
94
89
92
96
87
54
80
91
25. táblázat: Beavatkozási hatásfokok, 35 W-os szivattyúval elért beltéri radonkoncentráció csökkentésénél, kiegészítve repedésmentesítéssel
Ha a beavatkozást követően a beltéri radonkoncentrációkat az éves átlag radonkonentrációkhoz viszonyítjuk, látható, hogy a beavatkozási hatásfokok hasonlóan alakultak, mint a padló repedésmentesítése előtti periódusban. De ha a pillanatnyi értékekhez viszonyítunk, a beavatkozási hatásfokok alacsonyabbak, annak ellenére, hogy a padló repedésmentesítésének javítania kellene azt. A magyarázat a BFLR keresendő. A repedésmentesítés ebben az esetben nem hozta a várt eredményeket, azaz ezzel a módszerrel, ilyen körülmények mellet, pozitív beavatkozási hatásfokot nem tudtam
90
elérni. Hatásosabb lett volna a teljes padló kicserélése, vagy műgyanta borítás alkalmazása. A teljes felületen kiképzett új összefüggő borítással sokkal nagyobb biztonsággal lehetett volna kizárni a repedéseken keresztül való radon feláramlást. A beavatkozás hatásosságának növelése érdekében megnöveltem a szivattyú teljesítményét, azaz egy 75 W-os szivattyúra cseréltem ki a meglévőt. Az eredményeket a 26. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák
1
2
3
8
7
<200
641
327
1888
Beltéri Rn
Átlag
277
konc.
Max
600
1073
649
5464
(Bq/m3)
Min
94
57
122
132
346
17
94
Talajgáz Rn konc., 60 cm mélyen (kBq/m3)
26. táblázat: Beltéri radonkoncentráció és talajgáz radon koncentráció értékek, 75 W-os szivattyú használata mellett, repedésmentesítéssel kiegészítve
Látható, hogy a nagyobb teljesítményű szivattyú alkalmazása nagymértékben segítette mind a beltéri, mind pedig a talajgáz radonkoncentráció lecsökkentését. A kettes szobában ebben az időben már folyamatosan tartózkodtak, emiatt munkaidőben a szoba állandó szellőztetés alatt ált. A mérési adatok egyértelműen mutatták, hogy nagyobb területre terjedt ki a beltéri radonkoncentráció csökkenés. A beavatkozási hatásfokokat a 27. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák
1
2
3
8
95
95
94
96
96,5
96
95,5
97
Beavatkozási hatásfokok (%), éves átlagértékekhez viszonyítva Beavatkozási hatásfok (%), pillanatnyi értékek figyelembevételével
27. táblázat: Beavatkozási hatásfokok, 75 W-os szivattyúval elért beltéri radonkoncentráció csökkentésénél kiegészítve repedésmentesítéssel
91
A beavatkozás ilyen nagy teljesítményű szivattyúval már nagyon jónak mondható, minden esetben 90 % feletti volt, és ami nagyon fontos, ebben a periódusban nagy volt a BFLR is. Az egyes aknatoronyban 650 kBq/m3 átlag radonkoncentrációt mértem.
6.2.3
Radongyűjtő zsomp levegő befúvás
A padló alatti nyomáscsökkentés alkalmazása után, a következő kísérlet a nyomás növelése volt. Szivattyúval, a kültéri levegőt befúvatjuk a zsompba, mely ezáltal légpárnát alakít ki a padló alatt. Az így kialakult nagyobb nyomás, megakadályozza a radon feláramlását és felgyülemlését a padló alatt lévő talajgázban, ezáltal lecsökkentve a beltéri radonkoncentrációt is. A kísérleti épület esetében több fontos paramétert is figyelembe kell vennünk, a beavatkozás vizsgálata során. Ez a terület azon felül, hogy a bányavágatok/üregek közelsége miatt megnövekedett a BFLR, a terület alatt lévő kibúvások és a terület feltöltéséhez használt meddő kőzettel is számolnunk kell. Nem csak a vágatokból, üregrendszerből feláramló radon okoz problémát, hanem a padló alatt húzódó kőzet urántartalmából keletkezett radonfeláramlás is gondot jelent. Ezen problémák mellet figyelembe véve, hogy ez egy régi épület, szerkezetében sok építési hibával, padlómenti repedésekkel, várható volt, hogy a padló alatti nyomásnövelés nem csökkenti le a beltéri radonkoncentrációt a kívánt érték alá. A mért értékeket a 28. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák
1
2
3
8
Beltéri Rn
Átlag
612
2669
5154
2563
konc.
Max
2816
5111
15648
4672
(Bq/m3)
Min
209
1382
864
1392
7
37
13
235
Talajgáz Rn konc., 60 cm mélyen (kBq/m3)
28. táblázat: Beltéri radonkoncentráció és talajgáz radon koncentráció értékek, 35 W-os szivattyú használata mellett
92
Ha a beavatkozási hatásfokokat nem is nézzük, már csupán az értékekből látható - az egyes szobát kivéve - nem tudtam a kívánt érték alá szorítani a beltéri radonkoncentrációt. Igaz a talajgáz radonkoncentrációja, nagymértékben lecsökkent szinte minden szoba alatt, ez mégis kevésnek bizonyult. A repedéseken keresztül, az alacsonynak számító talajgáz radonkoncentráció, a gyors és közvetlen beltérbe jutással nemcsak az átlagos radonkoncentrációt nem csökkentette le, de a maximum értékekre sem volt hatásos ez a beavatkozás. A repedések eltömítése után, szintén elvégeztem a kísérletet. A mért értékeket a 29. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák
1
2
3
8
7
Beltéri Rn
Átlag
2964
1780
8268
2445
3305
konc.
Max
14592
6976
19296
6072
9536
(Bq/m3)
Min
286
96
576
132
322
7
36
18
218
Talajgáz Rn konc., 60 cm mélyen (kBq/m3)
29. táblázat: Beltéri radonkoncentráció és talajgáz radon koncentráció értékek, 35 W-os szivattyú használata mellett, kiegészítve repedésmentesítéssel
A repedésmentesítést követően a beltéri radonkocentráció nemhogy csökkent, hanem növekedett. Ez mutatja, hogy a nagy BFLR esetében tovább romlik, azaz teljesen elenyésző mértékűvé csökken a beavatkozási hatásfokunk. Ezt a maximum beltéri radonkoncentrációk is mutatják, melyek értékei olyan magasak, mint a beavatkozás nélküli periódusban. Ezen mérések tükrében állíthatom, ez a terület csak akkor lehetne alkalmas e fajta beavatkozásra, ha teljes talajcserét alkalmaznánk és teljesen felújítanánk az épületet, műgyantás padló kiképezése mellett. De ez nagymértékben emelné a beavatkozási költségeket, így a padló alatti levegő nyomásnöveléses technikát teljes mértékben elvetem ennél az épületnél.
93
6.2.4
Radonkút levegő megszívás
A radonkút kialakítása már a repedések eltömítése után kezdődött így mind a két mérési sorozatom már e módszer kiegészítése mellett végeztem. A kút két köbméteres térfogattal rendelkezik, melynek falait vasszerkezetből alakítottuk ki. A szerkezet alsó egy méterén, perforációk beiktatásával segítettük a jobb levegőbeáramlást (7. melléklet). A kialakítás közben egy fúrólyukat találtunk (karotázs fúrólyuk), mely kapcsolatban áll a bánya üregrendszerrel. Ennek megléte csak tovább erősíti a BFLR nagyságát, a repedésekkel és törésvonalakkal együtt. Mivel ez az épület már nagyon régi, és sok dokumentáció el is veszett az idő folyamán, azt teljes biztonsággal nem lehet megállapítani, hány fúrólyuk van még az épület területén. De a szobákban lévő magas beltéri radonkoncentráció úgyis választ ad arra a kérdésre, hol lehet repedezett zóna, esetleg elhagyott fúrólyuk. Az első kísérlet a kis teljesítményű 35 W-os szivattyúval történt. Természetesen az előzőek
alapján,
már
nem
számítottam
nagy
hatásfokú
beavatkozásra,
de
elengedhetetlen volt a vizsgálat szempontjából. A mérési eredményeket a 31. táblázat tartalmazza:
Vizsgélt szobák
1
2
3
8
7
<200
2321
579
3402
Beltéri Rn
Átlag
656
konc.
Max
1944
5472
1756
9504
3
Min
196
96
32
132
424
805
(Bq/m )
Talajgáz Rn konc., 60 cm mélyen (kBq/m3)
108
165
31. táblázat: Beltéri radonkoncentráció és talajgáz radon koncentráció értékek, 35 W-os szivattyú használata mellett, kiegészítve repedésmentesítéssel
Látható, hogy egyedül a hármas szobában nem sikerült lecsökkenteni a beltéri radonkoncentrációt a kívánt szint alá. A többi vizsgált szobában ugyan lecsökkent a beltéri radonkoncentráció, de ennek az alacsony mértékű BFLR az oka (átlag 180
94
kBq/m3), ami erre az időperiódusra volt jellemző. A kettes szobában folyamatos szellőztetés volt, így könnyedén tartották a 200 Bq/m3-es érték alatti beltéri radonkoncentrációt. A beavatkozási hatásfokokat a 32. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák Beavatkozási hatásfokok (%), éves átlagértékekhez viszonyítva Beavatkozási hatásfok (%), pillanatnyi értékek figyelembevételével
1
2
3
8
90
92
80
94
70
77
41
82
32. táblázat: Beavatkozási hatásfokok, 35 W-os szivattyúval elért beltéri radonkoncentráció csökkentésénél kiegészítve repedésmentesítéssel
Ugyan az éves beltéri radonkoncentrációhoz viszonyítva magas beavatkozási hatásfokot értem el, viszont a valóságos radonfeláramlás mutatja, hogy a beavatkozás igen alacsony mértékben sikerült. A hármas szoba 41 %-os beavatkozási hatásfoka sejtette már, hogy a hetes szoba beltéri radonkoncentrációjára egyáltalán nem lesz hatással. Ezt az állítást igazolja a hetes szobában mért radonkoncentráció is (3400 Bq/m3), melynek értéke még meg is haladja a 11. diagram alapján számolt beltéri radonkoncentációt (2200 Bq/m3). A második felmérésnél a 75 W-os szivattyú hatását vizsgáltam. A mérési eredményeket a 33. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák
1
2
3
8
7
<100
677
360
3133
Beltéri Rn
Átlag
254
konc.
Max
700
1094
765
8421
(Bq/m3)
Min
44
115
122
237
32
93
439
Talajgáz Rn konc., 60 cm mélyen (kBq/m3)
33. táblázat: Beltéri radonkoncentráció és talajgáz radon koncentráció értékek, 75 W-os szivattyú használata mellett, kiegészítve repedésmentesítéssel
95
A szivattyú teljesítményének növelésével már elértem a kívánt hatást, és lecsökkentettem az átlagos beltéri radonkoncentrációt a megengedett 1000 Bq/m3-es érték alá. A referencia (7. számú) szoba beltéri radonkoncentrációja a nagy távolság miatt számottevően nem csökkent. Értéke ugyan közel megegyező a gyengébb szivattyú alatt mért értékkel, de ennek oka a nagy BFLR (700 kBq/m3) volt. A beavatkozási hatásfokokat a 34. táblázat tartalmazza:
Vizsgált szobák Beavatkozási hatásfokok (%), éves átlagértékekhez viszonyítva Beavatkozási hatásfok (%), pillanatnyi értékek figyelembevételével
1
2
3
8
96
96
94
96
97
96
95,5
97
34. táblázat: Beavatkozási hatásfokok, 75 W-os szivattyúval elért beltéri radonkoncentráció csökkentésénél kiegészítve repedésmentesítéssel
Láthatóan, minden vizsgált szobában nagyon jó hatásfokkal sikerült a beavatkozás. A nagyobb teljesítmény hatására, még a hármas szoba radonkoncentrációja is megfelelő mértékben csökkent, és nem mutatkozott az a hatásfokcsökkenés, mint ami a 35 W-os szivattyú alkalmazásánál adódott.
6.2.5
Beavatkozási technikák értékelése
Az irattári épület speciális helyzetéből kifolyólag, csak a 75 W-os szivattyú teljesítménye volt elegendő a beltéri radonkoncentráció lecsökkentéséhez, padló alatti levegőnyomás csökkentése mellet. Mind a radonkút, mind a radongyüjtő zsomp levegőmegszívása egyaránt megfelelő beavatkozásnak bizonyult. A vizsgálat alapján eldönthető az is, hogy melyik beavatkozás volt a hatásosabb. Ennek a pontos megállapításához nagy segítséget nyújtottak a réteges talajgáz radonkoncentráció mérési eredmények.
96
Fontos tény, hogy mindkét esetben a BFLR közel azonos volt. Radonkút kísérlete alatt 700 kBq/m3, míg a zsomp kísérlete alatt 650 kBq/m3. Ez igazolja az azonos időjárási paraméterek jelenétét, így a beavatkozás alatt mért radonkoncentráció különbségek egyértelműen a beavatkozások következményei. A beltéri radonkoncentrációk, kis eltéréssel, közel azonos értéket mutattak a két beavatkozás alatt. A különbség a talajgáz radonkoncentrációja, és a hetes referencia szobára való hatásban mutatkozott. Míg a radonkút esetében 3133 Bq/m3 értéket mértem, addig a zsomp esetében ez az érték 1888 Bq/m3 csökkent. Ebből is látható, hogy a zsomp hatása, épületen belül, nagyobb távolságra terjedt ki. Ezt igazolják a talajgáz mérési eredmények is, a mért értékeket a 35. táblázat tartalmazza:
Átlag Talajmélység
20 cm
40 cm
60 cm
80 cm
beltéri Rn cc.
Rn gyüjtő zsomp
Rn kút
1 szoba
78
234
352
235
277
3 szoba
31
21
19
17
641
8 szoba
107
103
90
1 szoba
29
38
36
32
254
3 szoba
55
87
91
94
677
8 szoba
392
384
327
327
360
35. táblázat: Beavatkozások alatti talajgáz radonkoncentrációk, és az átlag beltéri radonkoncentráció értékek
Szemben a radonkút alkalmazásával, egyedül az egyes szobában nem sikerült nagyobb mértékben lecsökkenteni a talajgáz radonkoncentrációját a radongyüjtő zsomp beavatkozással. Ez annak a következménye, hogy a talajgáz mérések a zsomp közvetlen közelében történtek, így törvényszerű, hogy az értékek magasabbak. A radonkút esetében alacsonyak az értékek, mivel az áramlási irány a radonkút felé tolódott el, ami 2 méteres távolságban van a zsomphoz képest. Ez a talajgáz radonkoncentráció különbség a beltéri radonkoncentrációban is megmutatkozik. A tendencia a másik két szobában is látható. Igaz a különbség pár 10 Bq/m3 beltéri radonkoncentráció
97
különbséget jelent, de nagyobb távolságok esetében (lásd 7. szoba beltéri radonkoncentrációja), már jelentősebb értékre emelkedhet. A beavatkozások hatásának növelése tovább fokozható az összefüggő padló kialakításával. Ezzel a repedésmentesítéssel kiküszöbölnénk a zsomp által okozott, egyes szobában mutatkozó beltéri radonkoncentráció növekedést. A radonkút hatását úgy növelhetnénk, ha nagyobb mélységű kutat alakítanánk ki. Az épület 1,5 méteres alappal rendelkezik azon a részén, ahol a kút van kialakítva. Ez nagymértékben csökkenti a hatást, így az épület alatt keletkező radonatomokra nem fejthet ki megfelelő hatást. A radonáramlást úgymond árnyékolja az épület alapja. Ezt igazolják a 8. szoba talajgáz radonkonkoncentráció mérési eredményei is (kisebb mélységben nagyobb radokoncentráció). Végezetül, azt eldönteni, melyik beavatkozás a hatásosabb ere a speciális területre nézve, nehéz megállapítani. A radongyüjtő zsomp alkalmazása annyiban előnyösebb, hogy direkt, a kívánt helyiség alá tervezhető, és mérete sem akkora, mint a radonkút esetében. Ezen indokok alapján, a repedezett zónákkal szabdalt uránbánya hatásterületén lévő épületeknél mindenképpen a radongyjtő zsomp kialakítása ajánlott.
6.3
Beavatkozások alkalmazása az egyes bányaüzem területén lévő épületeknél
Az egyes bányaüzem területén öt épületben végeztem beltéri radonkoncentráció csökkentésére irányuló beavatkozásokat. Ezek közül az irattári épületben végeztem a kísérleteim nagy részét, melyet összetettsége miatt, külön is részletezem. A többi négy épület a környezetvédelmi bázis területéhez tartozik: egy kétszintes irodaház laborokkal és víztisztító üzemmel, a lakatos műhely, a szorpciós üzem csarnoka és a magraktár épülete. Minden egyes épületben végeztem integráló radonkoncentráció méréseket SSNTD detektorokkal, és mértem pillanatnyi beltéri radonkoncentrációt AlphaGuard radon monitor műszerrel, beavatkozás előtt, közben és azt követően. Ezen felül az épületek környezetében mértem talajgáz radonkoncentrációt, radon exhalációt és gammadózisteljesítményt.
98
6.3.1
Idővédelem, mint beavatkozási módszer
A sugárterhelés számításánál, talán az egyik legfontosabb tényező az idő. Ez határozza meg, hogy az adott radonkoncentráció mekkora dózistöbbletet okoz a dolgozók körében. Ennek megfelelően, ha egy helyiségben magas a beltéri radonkoncentráció, a dózistöbbletet lecsökkenthetjük úgy is, hogy a benntartózkodási időt lecsökkentjük. Ezt a módszert alkalmaztam a lakatos műhely épületénél. A beltéri radonkoncentráció magasnak adódott, integráló mérésekkel 655 Bq/m3 értéket mértem. Ezt a pillanatnyi mérési eredmények jóval túlszárnyalták. Maximum mért érték 17900 Bq/m3 beltéri radonkoncentrációt mutatott, melyet AlphaGuard radon monitorral végeztem. A mért értékek a 13. diagram tartalmazza:
24000
Beltéri Rn koncentráció (Bq/m3)
20000
16000
12000
8000
4000
0 február 3.
február 5.
február 8.
február 10.
február 13.
február 15.
február 18.
február 20.
február 23.
idő
13. diagram: Lakatos műhely beltéri radonkoncentráció változása Az integráló mérésekkel 1000 Bq/m3 alatti értéket mértem, tehát munkahelyi korlát alatt van a beltéri radonkoncentráció, így beavatkozást nem igényelne. De a pillanatnyi mérési eredmények megmutatták, hogy a műhelyben erős radon feláramlás van, ami indokolta az azonnali beavatkozást.
99
A legjobb megoldást abban láttam, hogy a műhelyt mielőbb átköltöztessék a közelben lévő alacsony hátterű raktári épületrészbe (mely a padló műgyantás borításának köszönheti az alacsony beltéri radonkoncentrációt), és a műhelyt alakítsák át raktárrá. Mivel a raktárban nincs folyamatos benntartózkodás, a rövid benn töltött idő alatt kapott dózistöbblet gyakorlatilag elhanyagolhatóvá vált. Ezzel a megoldással egyszerre teljesült a munkahelyi dóziskorlát betartása, és a MECSEKÉRC Rt. által kitűzött minimális költségráfordítás.
6.3.2
Szellőztetéses beavatkozás
Az idővédelem után, a másik legegyszerűbb beavatkozási módszer a szellőztetés. Beruházási költség szempontjából alacsony ráfordítást igényel, de a beavatkozási hatásfok is alacsony. Mégis, bizonyos esetekben megfelelő védelmet nyújt ez a beavatkozási technika is. Alkalmazása általában más beavatkozási technikák kiegészítéseként
alkalmaztam,
mivel
önmagában
ritkán
ad
elegendő
beltéri
radonkoncentráció csökkenést. Ennek ellenére a környezetvédelmi bázis területén lévő szorpciós üzem beltéri radonkoncentrációjának lecsökkentésére ez a beavatkozási technika megfelelőnek adódott. Hogy kizárhassam az uránérc kibúvás által okozott beltéri radonkoncentráció növekedést, megmértem a terület gamma-dózisteljesítményét, melynek értéke 80-260 nGy/óra között változott. Ez az adott területen átlagosnak mondható, így valószínűsíthető, hogy a radon a repedéseken keresztül a bánya üregrendszerből áramlik fel az üzembe, és/vagy mélyebben lévő urántartalmú érclencsékből. Ezt talajgáz radonkoncentráció és radon exhaláció mérésekkel is alátámasztottam, melyeket az üzem környezetében végeztem. A mérési eredményeket a 36. táblázat tartalmazza: Talajgáz radonkoncentráció (kBq/m3) Mérési
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Átlag
pontok
479
205
480
180
632
39,3
466
192
170
107
295
36. táblázat: Szorpciós üzem területén mért talajgáz radonkoncentráció
100
A táblázat adataiból is valószínűsíthető, hogy a terület erősen repedezett és a talajgáz radonkoncentrációja igen magas e területen, így várható volt a magas beltéri radonkoncentráció is. Az integráló SSNTD detektorokkal 836 Bq/m3 értéket mértem, melyet a pillanatnyi mérési eredményeimmel alátámasztottam. Maximális mért érték 1704 Bq/m3 volt, átlagban 1000 Bq/m3 alatti radonkoncentráció jellemző erre az épületre. Látható, hogy a maximális érték messze elmarad a lakatos műhelyben mért legmagasabb radon koncentrációtól, viszont az integráló mérések magasabb értéket adtak ennél az üzemnél. A szellőztetéses beavatkozás azért volt elegendő ebben az esetben, mert az üzem területén a dolgozók nem tartózkodnak egész műszakot, így az esetleges pillanatnyi radonkoncentráció csúcsok sem okozhatnak nagyobb - a megengedett határérték feletti - dózisterhelést.
6.3.3
Padló repedésmentesítése
A padló repedésmentesítésének egyik hatásos formája a műgyantás borítás. Ezen felül számos más anyaggal (különböző minőségű beton, betonfix, stb.) is megoldható de tartósság szempontjából a műgyantás padló kialakítása bizonyult a legmegfelelőbbnek. Az irattári épületnél ugyan műgyantás kísérletet nem végeztem, de a lakatos műhelyt éppen egy ilyen helyiségbe költöztettem át. Ez volt a raktárhelyiség, melyet már előzetesen lefedtek műgyantával, melynek hatásaként a beltéri radonkoncentráció a kívánt határérték alatt van. Ezt a módszert, a magraktár épületének beltéri radonkoncentrációjának csökkentésére alkalmaztam. A gamma-dózisteljesítmény felmérés 80-260 nGy/óra érték között változott, ami nem mutat uránérc kibúvást, de az épület felújításánál rengeteg érces fúrómagot találtunk, így ezt a hatást is számításba kellett venni a beavatkozásnál. Az épület felújítása előtt az integráló SSNTD detektorokkal 589 Bq/m3 értéket mértem, míg a pillanatnyi méréseimmel 2000 Bq/m3-es maximális csúcsokat regisztráltam. A felújítást követően, az épület új nyílászárókat kapott (emiatt lecsökkent az épület természetes szellőztetettsége) és műgyantás padlózatot. Sajnos a műgyantás padló kialakításánál elkövettek egy súlyos hibát, nem összefüggő felületet alakítottak ki. Ezzel gyakorlatilag semmisé tették a beavatkozás hatásosságát.
101
A felújítást követően, a kéthetes méréseim alatt 7300 Bq/m3 pillanatnyi maximum értéket is mértem, mely jelentős beltéri radonkoncentráció növekedést jelent. A vizsgált periódus alatt többször is szellőztettek, ezek eredményei láthatók a 14. diagramon:
8000
Beltéri Rn koncentráció (Bq/m3)
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0 január 19.
január 24.
január 29.
február 3.
február 8.
február 13.
február 18.
február 23.
Idő
14. diagram: Magraktár beltéri radonkoncentráció változása, szellőztetés mellet
Látható, hogy a műgyantás padlózat ilyen esetben nem gátolja meg a radon feláramlást. Elég egy építési hiba, egy pici rész, mely nincs befedve műgyantával és az egész beavatkozás gyakorlatilag pénzkidobás. A dolgozóknak ismét a gyakori szellőztetést ajánlottam, ami jól látszik a diagram eredményein is. Hatásos, de nem tartós módszer és költségigényes, a fűtési költségeket nagymértékben növeli. Emiatt hosszú ideig nem lesz alkalmazható - mint a szorpciós üzemnél - mivel ebben az épületben folyamatosan tartózkodnak, és téli hónapokban az egész épület fűtve van. A rossz műgyantás padló kiképezése mellett, még meg kell említeni a kicserélt nyílászárokat, melyek hatása egyértelműen jelentkezik a megnövekedett beltéri radonkoncentrációban. A megoldást a radongyűjtő zsomp kialakítása jelentené, ami a jövőbeli feladatunk egyike lesz.
102
6.3.4
Radongyűjtő zsomp levegőmegszívása
A radongyűjtő zsomp levegőmegszívásos technikát az általam legfontosabbnak tartott épületnél alkalmaztam. Mivel költség szempontjából ez az egyik legdrágább beavatkozás, minden egyes épületnél a kialakítása nem volt megoldható (természetesen nem is lenne indokolt minden esetben), de a környezetvédelmi bázis központi épületénél indokoltnak láttam alkalmazását. Az épület alsó szintjén laborok helyezkednek el, míg a felső szintjén az irodák. Az irodák beltéri radonkoncentrációja átlagosnak adódódott, 95 Bq/m3 értéket mértem. Ez több szobának az átlag beltéri radonkoncentrációja, így az egész szintre jellemző értéknek fogadható el. Az anomália nem is itt jelentkezett, hanem a labori szinten. A laborokban, az integráló mérésekkel nem mutattam ki az anomáliát, a mért értékek két labori szobában - 144 Bq/m3 és 184 Bq/m3 voltak. Ezek nem nevezhetők magas értékeknek, ami nem is támasztja alá azt az elképzelést, hogy itt radon probléma léphet fel. Csakhogy, a radiometriai labor gamma-spektrometriai mérései alatt észrevettük, hogy a háttér - szabálytalan időközönként - megnövekedett, amit csak a magas radonkoncentráció okozhatott. Így folyamatos regisztrálást végeztem AlphaGuard radon monitorral, és ekkor figyeltem fel a határozatlan időközönként erős radon feláramlásra. A mérőszobában az ablakot általában nyitva tartottuk az alacsony háttér érdekében, de a karácsonyi leállást követően az ablak be lett csukva, így magas radonkoncentráció gyűlhetett fel a mérőszobában. A beltéri radonkoncentráció változást a 15. diagram mutatja:
103
6000
Beltéri Rn koncentráció (Bq/m3)
5000
4000
3000
2000
1000
0 december 11.
december 14.
december 17.
december 20.
december 23.
december 26.
december 29.
január 1.
január 4.
Idő
15. diagram: Mérőszoba beltéri radonkoncentráció változása, nyitott és csukott ablak mellett
Ekkora beltéri radonkoncentráció ingadozást nem engedhetünk meg a radiometriai mérések miatt, mert ez rontja a mérési érzékenységet. Láthatjuk, míg az ablak nyitott állapotban van, tudtuk tartani a 100 Bq/m3-es értéket (a mérés szempontjából ez is magas értéket jelent), de ez hosszú távon nem járható út. A megoldást a radongyűjtő zsomp kialakításában láttam. Két zsompot alakítottunk ki egymás mellett, mivel az épület alapja ezt megkívánta és csak így volt lehetséges a megfelelő beavatkozási hatásfok elérése. A zsompok egyenként 50*50 cm kiterjedésűek, és egy 75 W-os szivattyúval képezünk bennük nyomáscsökkentést. A megszívás hatására a talaj radonkoncentrációja lecsökkent, és a radonkoncentráció áramlási iránya is megváltozott, így megakadályozva a zárt térben való felgyülemlését. A beavatkozást követően, még zárt ablak mellett sem növekedett meg a beltéri radonkoncentráció 200 Bq/m3 érték fölé. Az átlagos radonkoncentráció ezzel a beavatkozással 50 Bq/m3 érték alá csökkent. Figyelembe véve az erős radon feláramlásokat (max: 4500 Bq/m3) ez az értékcsökkentés (max: 200 Bq/m3) nagyon jó, 95%-os beavatkozási hatásosság adódott (a maximum értékekre nézve).
104
7
ÖSSZEFOGLALÁS
Munkám során az uránbányászat által okozott környezeti károk radiológiai hatásait mértem fel, és adott esetekben, negatív hatásainak csökkentésére, beavatkozásokat végeztem.
Munkám
első
része
a
zagytározók
radiológiai
hatásainak
vizsgálata
volt.
Összefoglalásként megállapítottam, a zagytározók tervezett inaktív anyaggal való lefedése radiológiai szempontból teljes biztonságot nyújt az elkövetkező évekre. Természetesen méréseimet csak a kettes zagytározón végeztem mivel csak ez volt rekultiválva ez ideig. A gamma-dózisteljesítmény, a radon exhaláció és a szabad levegő radon koncentrációja is a megengedett határértékeken belül volt. A rekultiváció befejezéséig (egyes zagytározó rekultivációja van még hátra), még mindig számolhatunk a közeli lakosság többletdózisára, mely a mérések alapján történő számításaim szerint folyamatosan csökkenő tendenciát mutat. Míg a rekultiváció elkezdése előtt a dózistöbblet 1,06 mSv/év volt, addig a kettes zagytározó rekultivációjának befejezéséig ez az érték lecsökkent 0,56 mSv/év-es átlagra. Az egyes zagytározó rekultivációjával további csökkenést regisztráltunk, ez idő szerint a pellérdi lakosok dózistöbblete 0,25 mSv/év-es értékre becsülhető. Komplex radiometriai méréseket végeztem a zagytározók közvetlen és távolabbi környezetében és a pillanatnyi mérésekkel 100 méteres távolságon kívül a területre jellemző
szabadtéri
radonkoncentrációt
mértem.
Hasonlóképpen
az
aeroszol
aktivitáskoncentrációja is átlagosnak adódott. A zagytározók közvetlen közelében ezek az értékek több mint egy nagyságrenddel nagyobbak, a szabadtéri radonkoncentráció átlagos szintje a csupasz zagyfelületen 400 Bq/m3, mely a dolgozók dózisjárulékának a nagy részét adja. Problémát okoz az egyes zagytározó rekultiválatlan része, mely a mérések alapján folyamatosan emelkedő dózistöbblettel szolgál a dolgozóknak (2. táblázat). A dózistöbblet akár a 0,9 mSv/hónapos értéket is elérheti. A folyamatos növekedés a zagy kiszárításának és áthalmozásának tudható be, melynek hatása a rekultiváció befejeztével megszűnik. Folyamatos monitoringot kell majd végezni későbbiekben is, mivel az erózió, vagy más emberi behatások a fedőréteg hatását csökkenthetik, ezáltal megnövelve a lakosság és az élővilág többletdózistól eredő kockázatát. Méréseim kiterjedtek a radionuklidok
105
migrációs vizsgálataira is, melyet a zagytározók közvetlen és távolabbi környezetében végeztem, gamma-spektrometriai módszerrel. Megállapíthatom, hogy a radionuklidok migrációja csak a zagytározók közvetlen környezetére korlátozódik, és csak az ott lévő növényekben, talajban és vízben mértem jelentős radioaktivitást. Távolabbi pontoknál (100 m-nél és távolabb) már semmilyen radionuklid migrációt nem tudtam kimutatni, sem növényekben, sem a talaj anyagában.
Munkám második része a bányavágatok és üregrendszerek felszíni radiológiai hatásainak
tanulmányozása.
A volt
uránbánya
egyes
és
hármas
üzemének
üregrendszereit vizsgáltam, mivel a felszínhez és a lakott környezethez is ezek vannak a legközelebb. Ebből adódóan a radiológiai hatás is leginkább itt volt várható. A hármas üzemnél két település érintett: Cserkút és Kővágószőlős. Cserkút alatt az üregrendszer mélyen helyezkedik el (70 m), mely már önmagában minimálisra csökkenti az esélyét a felszíni radiológiai hatásoknak. Ezt még tovább gyengíti a fokozatos vízzel való feltöltődés, mely így kizárja a radon felgyülemlését és repedéseken való feljutását. Ez a feltevés a gyakorlatban igazolódott, mivel méréseimmel sem találtam kiugró anomáliát. A felmért épületekben, egy kivételével, mind az ICRP által ajánlott cselekvési szint alatti
radonkoncentrációt
tapasztaltam.
A
környezetükben
mért
talajgáz
radonkoncentráció és radon exhaláció is átlagos értékűnek adódott (a kőzet urántartalma alapján ez várható volt). Tehát megállapítható, Cserkúton nincs hatása a felhagyott üregrendszernek, a meglévő repedéseken keresztül nem tud feláramlani az ott felgyülemlett radon. Egyetlen épületben volt magas a beltéri radonkoncentráció, éves átlagban 500 Bq/m3 érték adódott, melynek lecsökkentésére ajánlottam a gyakoribb szellőztetést. Kővágószőlősön viszont sokkal összetettebb volt a probléma, mely megoldásra várt. Ebben az esetben a hármas üzem északi tárója okoz radiológiai problémát. Méréseim szerint a táró elején, míg még kis mélységekben (5-15m) halad a táró nyomvonala, bizonyított a felszíni radiológiai hatása. A vágatban összegyűlt nagy radonkoncentráció a repedéseken keresztül nagy exhalációs sebességgel (13,5 Bq/m2s) áramlik a felszín felé. De a lakosság szempontjából fontosabb, hogy a község alatt átlagosan 50 méteres mélységben húzódó északi táró mélységi elhelyezkedése elegendő-e ahhoz, hogy onnan ne áramolhasson fel a felszínre a vágatban felgyülemlett magas radonkoncentráció. A községben három felmérési sorozatott végeztem az éves beltéri radonkoncentráció megállapítására. Ezt egészítettem ki talajgáz radonkoncentráció, radon exhaláció és 106
gamma-dózisteljesítmény mérésekkel. Az eredményekből egyértelműen látszik, hogy a vágat közelében lévő épületekben magasabb a beltéri radonkoncentráció: 100 méteren belül 660 Bq/m3 átlag adódott, ami fokozatosan csökken a vágattól való távolság függvényében. A vágattól 100-200 méter közötti távolságban 420 Bq/m3 átlagot mértem, mely a vágattól 200 méternél távolabbi épületeknél 279 Bq/m3-re csökkent. Az átlagértékek további növekedést mutatnak abban az esetben, ha a kiértékelési sávokat eltoljuk 50 méterrel keleti irányba. Ennek magyarázatául szolgál a kőzet keleti irányba dőlő tektonikai elrendezése és a táró mélysége. Így az értékek a következőképp alakultak: 100 méteren belül 700 Bq/m3 átlag adódott, 100-200 méter közötti távolságban 440 Bq/m3, míg a 200 méteren kívüli épületeknél 270 Bq/m3 átlagos beltéri radonkoncentrációt mértem. A talajgáz radon és exhalációs mérések is növekedést mutattak a vágat közeli (100 méteren belüli mérések) pontokon, ezzel ellentétben a gamma-dózisteljesítmény átlagban egyforma eredményt mutatott. Az urántartalmú lencsék hiányában, pusztán a talaj urántartalma nem okozhatja ezt a beltéri radonkoncentráció növekedést. A problémát a repedészónák okozzák, amelyek elősegítik a radon feláramlását és a kőzet radon exhalációját. A kritikus helyek a törésvonalak metszéspontjainál alakultak ki. Minden ilyen zónában lévő épületben magas a beltéri radonkoncentráció. De a mérési sorozattal egyértelműen nem lehetet megállapítani, hogy a radon közvetlenül a vágat magas radonkoncentrációjából ered, annak ellenére sem, hogy minden törésvonal metszi a vágatot. Mivel a kőzet urántartalma háromszorosa az átlagos kőzeteknek, lehetséges, hogy a törésvonalak metszéspontjánál felszínközeli repedésrendszerek alakultak ki, melyekben felgyülemlik a radon és ennek feláramlása okozza az épületek megnövekedett beltéri radonkoncentrációját. Ezt a hatást közvetve vizsgáltam az irattári épületben, amikor a kialakított radongyüjtő zsompot légmentesen lezártam. A maximum beltéri radonkoncentráció az addigi érték duplájára emelkedett. A beltéri radonszintek vágat feletti megemelkedése leginkább a két fentebb említett hatás együttes jelenlétével magyarázható: bizonyos mértékben feláramlik a vágatból is a radon a felszínre, de a repedések metszéspontjainál kialakult zúzott zónában, a kőzetből felgyülemlett radon is hatással van a felszíni radon exhalációra. Hogy mely hatás mekkora,
annak
megállapítása
mérésekkel
gyakorlatilag
kivitelezhetetlen,
méréstechnikai nehézségek és költség szempontok miatt. Mindazonáltal a község épületeinek 10 százalékában 600 Bq/m3 feletti a beltéri radonkoncentráció (két épület kivételével 100 méteren belüli épületeket érint), mely 107
mindenképpen beavatkozást igényel (nemzetközi szakirodalmak ajánlása alapján (ICRP-65)), mivel a lakosok akár közel 10 mSv/éves dózist is kaphatnak.
A volt uránbánya egyes üzemi üregrendszerének radiometriai hatásait egyértelműen kimutattam több épületnél is. A kiterjedt összefüggő üregrendszer miatt a felszíni hatás számottevően nagyobb volt, mint a hármas üzemnél. Mérésekkel igazoltam az üregrendszer és az épületek beltéri radonkoncentrációja közti összefüggését. Ha az egyes aknából nagy radon tartalmú levegő áramlott fel, akkor az épületek beltéri radonkoncentrációja is megnövekedett. A koncentrációk változásai összhangban voltak, így állíthatom, hogy az üregrendszerben felgyülemlett magas radonkoncentráció a repedéseken keresztül, akár 20-40 méteres mélységből is feláramolhat. Több épületben végeztem beltéri radonkoncentráció lecsökkentésére irányuló beavatkozásokat, melyek közül a radongyüjtő zsomp és a radongyüjtő kút volt kiemelkedő hatásosságú. Mind a két esetben egy 75 W szivattyúval nyomáscsökkenést végeztem, így a radon feláramlásának irányát oly mértékben lehetett befolyásolni, hogy a beltéri radonkoncentráció a kívánt érték alá csökkent. A szellőztetéses beavatkozás nem adódott megfelelőnek, mivel a hatalmas 20 kBq/m3 érték mellett, mely az épületek egyes szobáira jellemző, az alkalmankénti 10 perces szellőztetés nem volt gyakorlatilag hatással az átlagos beltéri radonkoncentrációra. A repedésmentesítés szintén nem volt megfelelő, e két technikát leginkább kiegészítőként lehet alkalmazni, vagy abban az esetben, ha a beltéri radonkoncentráció maximumok 1000 Bq/m3-nél nem magasabbak. A radongyüjtő zsomp levegő befúvása, azaz a padló alatti nyomásnövelés a volt irattári épületnél nem alkalmazható, mivel az épület bányakőzettel lett feltöltve, és ebben az esetben a kőzetből eredő radon feláramlását segítjük elő. Üregrendszeri hatásoknak kitett épületeknél legjobb hatásfokkal a radongyüjtő zsomp alkalmazható. A nagy radonfeláramlás ellenére is, biztonságos értékeken belül tartható a beltéri radonkoncentráció.
108
8
[1]
IRODALOMJEGYZÉK
Benkovics I., Csicsák J., Dr. Csővári M., Lendvainé K. Zs. És Molnár J., Mecseki
Ércbányászati
Vállalat,
1996-ban
végzett,
környezetvédelmi,
rekultivációs munkálatairól, MECSEKÉRC Rt. Irattár,(1996). [2]
Dr. Várhegyi A., A MÉV zagytározóinak radiológiai állapota, MECSEKÉRC Rt. Irattár, (1998).
[3]
Dr. Csőváry M. és Lendvainé K. Z., Uránipar okozta környezeti károk helyreállítása, Környezetvédelmi füzetek OMIKK 1994/15, (1994).
[4]
C&E – Geo Kft., A Mecseki Ércbányászati Vállalat zagytározóinak teljeskörű rekultivációja I., (1999).
[5]
Geo-Aqva Geológiai, Hidrológiai Feltáró és Tervező Kft. és MÉV, Két uránfeldolgozási
meddőzagytározójának
környezetében
kijutott
szennyeződés
védőkútsorral történő lokalizálásának kiviteli terve, MECSEKÉRC Rt. Irattár, (2000). [6]
NAÜ, A radioaktív ércbányák és dúsítók létesítményeinek felszámolása és a hulladékok lezárása, Technical Reports No. 362, (1994).
[7]
Országos Frederic Juliet Courie Sugárbiológiai és Sugáregészségügyi Kutató Intézet, Tanulmány a Mecseki Ércbányászati Vállalat külszíni rekultivációja sugárvédelmi követelményeinek meghatározásáról, az ezzel kapcsolatos elméleti és gyakorlati feladatokról, (1991).
[8]
Dr. Várhegyi A., A MECSEKÉRC Rt. II. sz. zagytározó kísérleti parcella radiometriai tárgyú mérési eredményeiről, MECSEKÉRC Rt. Irattár, (1999).
[9]
Csicsák J., Dr. Csőváry M., Éberfalvi J., A mecseki uránércbányászat vízgazdálkodási rendszere, Bányászati és Kohászati Lapok-BÁNYÁSZAT 134. évfolyam, 4. szám.
[10]
IAEA, Current practicies for the management and confinement of uranium mill tailings, Vienna, (1992).
[11]
Decomissioning of U.S. uranium production facilities, Washington, DOE/EIA 0592, (1995).
[12]
Management of uranium mill tailings, low-level waste and hazardous waste, Proceeding of the Sixth Symposium, Fort Collins, Colorado 1-3. 1984.
109
[13]
Sources and effects of ionizing Radiation- United Nations Scientific Committee on the effects of Atomic Radiation, UNSCEAR 2000 Report to the General Assembly with Scientific Annexes ,United Nations, New York. (2000).
[14]
Dr Somosvári Zs., MÉV É-i táró célszerű felhagyásának geomechanikai vizsgálatai, szakértői tanulmány, Miskolc. (1996).
[15]
L.S. Quindós, P.L. Fernandez and J. Soto, Study of areas of Spain with high indoor radon, Radiation Measurement, 24, 207-210 (1995).
[16]
S. Singh, A. Kumar and B. Singh, Radon level in dwellings and its correlation with uranium and radium content in some areas of Himachal pradesh, India. Environ. Int. 28, 97-101 (2002).
[17]
A.K. Singh, D. Sengupta and R. Prasad, Radon exhalation rate and uranium estimation in rock samples from Bihar uranium and copper mines using the SSNTD technique. Application Radiation Isotopes, 51, 107-113 (1999).
[18]
G. Keller and H. Muth, Radiation exposure in German dwellings, some results and a proposed formula for dose limitation, The Science of The Total Environment, Volume 45, pp 299-306 (1985).
[19]
S. G. Fennell, G. M. Mackin, A. T. McGarry and D. Pollard, Radon exposure in Ireland, International Congress Series, Volume 1225, pp 71-77 (2002).
[20]
B. S. Bajwa, H. S. Virk and S. Singh, A comparative study of indoor radon level measurements in the dwellings of Punjab and Himachal Pradesh, India, Radiation Measurements, Volume 36, Issues 1-6, pp 457-460 (2003).
[21]
International Commission on Radiological Protection (ICRP), Protection against radon-222 at home and at work, ICRP Publ. 65, Ann. ICRP 23(2), pp 1–38 (1993).
[22]
A. R. Denman, P. S. Phillips and R. Tornberg, A comparison of the costs and benefits of radon remediation programmes in new and existing houses in Northamptonshire Journal of Environmental Management, Volume 59, Issue 1, pp 21-30 (2000).
[23]
Papp Z., Estimate of the annual per capita surplus dose due to the elevated indoor exposure to Rn progeny caused by the use of slag and spoil of uranium rich coal for building purposes in Ajka town, Hungary. Health Phys, 74, 393397 (1998).
110
[24]
S. Risica, C. Bolzan and C. Nuccetelli, Radioactivity in building materials: room model analysis and experimental methods. Sci Total Environ, 272, 119-126 (2001).
[25]
L.S. Quindós, P.L. Fernandez and J. Soto, Study of areas of Spain with high indoor radon, Radiat Meas, 24, 207-210 (1995).
[26]
I. Mäkeläinen, H. Arvela and A. Voutilainen, Correlation between radon concentration and indoor gamma dose rate, soil permeability and dwelling substructure and ventilation. Sci Total Environ, 272, 283-289 (2001).
[27]
A.V. Sundal, H. Henriksen, O. Soldal and T. Strand, The influence of geological factors on indoor radon concentrations in Norway. Sci Total Environ, 328, 41-53 (2004).
[28]
U. Johner and H.H. Surbeck, Soil gas measurements below foundation depth improve indoor radon prediction. Sci Total Environ, 272, 337-341 (2001).
[29]
K.D.Cliff, S.P. Naismith, C. R. Scivyer, and R. Stephen, The efficacy and durability of radon remedial measures, Radiation Protection Dosimetry, Volume 56, pp 65-69 (1994).
[30]
Dr Várhegyi A., Az északi
aro radiometriai jellemzői, MECSEKÉRC Rt.
Irattár, (1996). [31]
A.Cavallo, K.Gadsby, T.A.Reddy, Comparison of natural and forced ventilation for radon mitigation in houses, Environment Internation, Vol.22, Sumpl. 1, pp. S1073-S1078 (1996).
[32]
L.S. Quindós, N.P. Fernández, A.J. Gómez, P.C. Ródenas, C. Sainz, M.J.L. Matarranz and J. Arteche, Population dose in the vicinity of old Spanish uranium mines. Sci. Total Environ. 329, 283-288 (2004).
[33]
A.B. Tanner, Radon migration in the ground: A review, in The natural radiation environment, J.A.S. Adams and W.M. Lowder eds. Univetrsity of Chicago Press, pp.161-190 (1964).
[34]
J.N. Andrews and D.F. Wood, Mechanism of radon realize in rock matrieces and entry into groundvaters, Trans. I.M.M. Sect. B. Vol.81. pp.198-209 (1972).
[35]
J.E. Gringrich, Radon as a geochemical exploration tool, J.Geochem. Explor. Vol.21. pp.19-39 (1984).
[36]
A.B. Tanner, Radon migration in the ground: A supplementary review, in the natural radiation environment III, Simp. Proc. Houston, Apr. 1978. T.F. Gesell and W.M. Lowder eds. Pp.5-56 (1980). 111
[37]
N.M. Soonawala and W.M. Telford, Movement of radon in overburden, Geophysics, Vol.45. pp.1297-1315 (1980).
[38]
K.P. Strong and D.M. Levins, Effect of moisture content on radon emanation from uranium ore and tailings, Health Physics, Vol.42. pp.27-32 (1982).
[39]
UNSCEAR (1982) Ionizing radiation: Sources and biological effects Annex D. United Nations Scientific Committee on the Effect of Atomic Radiation. 1982 Report to the General Assembly, with annexes. United Nations publications, Sales No.:E82.IX.8 (1982).
[40]
G. Akkerblom and H. Melender, Geology and Radon: A supplementary review. In Radon measurements by etched track detectors (eds. S.A. Durrani and R. Ilic) Applications in Radiation Protection, Earth Sciences and the Environment, pp.21-50 (1997).
[41]
V.C. Rogers and K.K. Nielsen, Multiphase radon generation and transport in porous materials, Health Physics. 60, 6, 807-815 (1991).
[42]
A.B. Tanner, Radon migration in the ground: A supplementary review. In The Natural Radiation Environment III. (eds. T.F. Gesell and W.M. Lowder), National Technical Information service, Springfield, VA. CONF-780422, pp.556 (1980).
[43]
H.A. Khan, A.A. Qureshi and I.E. Qureshi, Radon and mineral exploration: A supplementary review. In Radon measurements by etched track detectors (eds. S.A. Durrani and R. Ilic) Applications in Radiation Protection, Earth Sciences and the Environment, pp.319-343 (1997).
[44]
G.L. Schroeder, H.W. Kraner and R.D. Evans, Diffusion of radon in several naturally occurring soil types, Journal Geophysics Res. Vol.70. pp.471-474 (1965).
[45]
M.V.J. Culot, H.G. Olson and K.J. Schiager, Effective diffusioncoefficient of radon in concrete, theory and method for field measurements, Health Physics, Vol.30. pp.263-270 (1976).
[46]
Dr. Várhegyi András, A radontranszport geogáz mikrobuborékos modellje, ezen alapuló kutatómódszer és monitoring, Kandidátusi értekezés, Pécs, (1992).
[47]
Dr. Csige István, Radon a környezetben, Kötett: Fejezetek a környezet fizikából (szerkesztett: Kiss Árpád Zoltán), Debrecen, pp.123-145 (2003).
[48]
J.E. Giengrich, Results from a new uranium exploration method, Trans, SME, Vol. 258. pp.61-64 (1975). 112
[49]
R.L. Fleischer, H.R. Hart and A. Mogro-Campero, Radon emanation over an ore body: search for long-distance transport of radon, Nucl. Inst. Meth. Vol. 173. pp.169-181 (1980).
[50]
K. Kristiansson and L. Malmqvist, Evidence for non-diffusive transport of 222Rn in the ground and a new physical model for the transport, Geophysics, Vol. 47. pp.1444-1452 (1982).
[51]
K. Kristiansson and L. Malmqvist, The depth-dependence of the concentration of
222
Rn in soil gas nearthe surface and its implication for exploration,
Geoexploration, Vol. 22. pp.17-41 (1984). [52]
R.L. Fleischer and A. Mogro-Campero, Mapping of integrated radon emanation for detection of long-distance migration of gases within the earth, Techniques and principles, J. Geophysics Res. Vol.83. pp.3539-3549 (1978).
[53]
J.E. Lupton, Terrestrial inert gases: Isotope tracer studies and clues to primordial components in the mantle, Ann. Rev. Earth Planet. Sci. Vol. 11. pp.371-414 (1983).
[54]
D.E. Fisher, Radiogenic rare gases and the evolutionary history of the depleted mantle, Journal Geophysics Res. Vol. 90. pp.1801-1807).
[55]
Baranyai I., Mélységi és talajvizek, valamint gázok szerepe az uránlelőhelyek emanációs módszerekkel történő kimutathatóságában, MECSEKÉRC Rt. Adattár, J-1001. 34.p. (1982).
[56]
A. Várhegyi, I. Baranyai and G. Somogyi, A model for the vertical subsurface radon transport in “geogas” microbubbles, Geophysics Trans. Vol. 32. pp.235253 (1986).
[57]
Várhegyi A., Baranyai I., Gerzson I. és Somogyi G., A radontranszport geogáz buborékmodelje és ennek alkalmazása a mélységi uránkutatásban, Magyar Geofizika, Vol.28 pp.34-40 (1987).
[58]
C.R. Muirhead, Radon-Induced Health Effects, A supplementary review. In Radon measurements by etched track detectors (eds. S.A. Durrani and R. Ilic) Applications in Radiation Protection, Earth Sciences and the Environment, pp.243-257 (1997).
[59]
J.C.H. Miles and K.D. Cliff, Dose to lung and other organs from radon and thoron as a function of age. Radiation Protection Dosimetry, 41, 251-253 (1992).
[60]
R.B Richardson, J.P. Eatough and D.L. Henshaw, Dose to red bone marrow from natural radon and thoron exposure. Br. J. Radiol. 64. 608-624 (1991). 113
[61]
D.L. Henshaw, J.P. Eatough and R.B. Richardson, Radon as a causative factor in induction of myeloid leukemia and other cancers, Lancet 355, 1008-1012 (1990).
[62]
C.R. Muirhead, B.K. Butland, B.M.R. Green and G.J. Draper, Childhood leukemia and natural radiation, Lancet 337, 503-504 (1991).
[63]
ÁNTSZ Baranya Megyei Intézete Epidemiológiai Osztály, Összefoglaló jelentés a Kővágószőlős és Somberek lakossága körében végzett epidemiológiai vizsgálatokról (összeállította: Dr. Németh Katalin), (2005).
[64]
MECSEKÉRC
Rt.,
Minőségirányítási
kézikönyv,
Környezetvédelmi
igazgatóság Vizsgálólaboratóriuma, MSZ EN ISO/IEC 17025, (2001). [65]
Singh AK, Sengupta D, Prasad R. Radon exhalation rate and uranium estimation in rock samples from Bihar uranium and copper mines using the SSNTD technique. Appl Radiat Isotopes, 51: 107-113, 1999.
[66]
Singh S, Kumar A, Singh B. Radon level in dwellings and its correlation with uranium and radium content in some areas of Himachal pradesh India. Environ Int. 28: 97-101, 2002.
[67]
Sroor A, El-Bahi SM, Ahmed F, Abdel-Haleem AS. Natural radioactivity and radon exhalation rate of soil in southern Egypt. Appl Radiat Isotopes, 55: 873879, 2001.
[68]
Johner U, Surbeck H. H. Soil gas measurements below foundation depth improve indoor radon prediction. Sci Total Environ, 272: 337-341, 2001.
[69]
Mäkeläinen I, Arvela H, Voutilainen A. Correlation between radon concentration and indoor gamma dose rate, soil permeability and dwelling substructure and ventilation. Sci Total Environ, 272: 283-289, 2001.
[70]
Cosma C, Ristoiu D, Cindea C, Ramboiu S. Season and building material influence on indoor radon concentration in houses from Tansylvania. Studia Universitatis Babes-Bolyai Physica, 46: 39-45, 2001.
[71]
International Atomic Energy Agency, Management of wastes from uranium mining and milling, Vienna, 1982.
114
[72]
International Atomic Energy Agency, Site characterization techniques used in environmental restoration activities, 2000.
[73]
International Atomic Energy Agency, Current practices for the management and confinement of uranium mill tailings, Vienna, technical reports seriesNo. 335, 1992.
[74]
Caldwell J. A. and Reith C. C., Principles and practice of waste encapsulation, Lewis publishers, 1993.
115
9
TÉZISEK
1. Zagytározók rekultivációjának vizsgálata során megállapítható, hogy az inaktív talajjal történő lefedés radiológiai szempontból megfelelő védelmet nyújt a környező élővilág számára. A két zagytározó rekultiválásának előrehaladtával a közelben lévő község (Pellérd) lakosainak dózistöbblete 1,06 mSv/év-es értékről 0,25 mSv/év-es dózistöbbletre csökkent. Ellenben, az egyes zagytározó környezetében dolgozóknál a munkálatok során folyamatos dózistöbblet növekedés volt kimutatható, 0,9 mSv/hónapos maximummal. Ez a folyamatos növekedés a zagy kiszárításának és áthalmozásának tudható be, melynek hatása a rekultiváció befejeztével megszűnik. 2. Zagytározók környezetében a radionuklidok migrációja csak a közvetlen környezetükre korlátozódik, és csak az ott lévő növényekben, talajban és vízben mérhető jelentős radioaktivitás. Távolabbi pontoknál (100 méternél távolabb) már semmilyen radionuklid többletet nem tudtam kimutatni. 3. A hármas üzem északi táró első 1200 méteres szakasza a felszín közeli elhelyezkedése
és
a
terület
jelentős
tektonikai
töredezettsége
miatt
radonkiáramlástól adódó radiológiai kockázatot jelent a felette elhelyezkedő Kővágószőlős
lakosai
számára.
Legjelentősebb
hatás
a
repedészónák
metszéspontjainál jelentkezett. Az ott lévő épületek lakosai akár 10 mSv/év-es dózist is kaphatnak. 4. Kővágószőlős épületeinek beltéri radonkoncentrációja függ az épületek elhelyezkedésétől, az északi táró nyomvonalához viszonyítva. A 100 méteren belüli házak átlagos beltéri radonkoncentrációja 660 Bq/m3, a 100-200 méter közötti sávban 420 Bq/m3 átlagot mértem, míg a 200 méternél távolabbi épületeknél ez 279 Bq/m3 értékre csökkent. A sávok 50 méteres keleti irányú eltolásával további beltéri koncentráció növekedés tapasztalható, amelyet a kőzet tektonikai dőlése eredményez. 5. Kővágószőlős épületeinek beltéri radonkoncentráció anomáliája két hatás együttes jelenlétének tulajdonítható: a vágatból feláramló levegő radon tartalmának és a felszín-közeli repedések légterében lévő, megnövekedett
116
radonkoncentrációjú talajgáz feláramlásának. Utóbbi hatás kialakulását a kőzet földkérgi átlaghoz képest anomális (2-3 szoros) urántartalma okozza. 6. Az egyes üzem területén lévő irattári épület beltéri radonkoncentrációja függ a bányaüregekből feláramló levegő radonkoncentrációjától (BFLR), amelyet az egyes aknában elhelyezett radon monitorral regisztráltunk. Ennek alapján pontosabban megállapítható az irattári radonkoncentráció csökkentésére irányuló beavatkozások hatásossága. 7. A bányaüregrendszerrel és zúzott zónákkal szabdalt területen lévő épület megnövekedett beltéri radonkoncentrációját leghatásosabban a radongyűjtő zsomp levegőmegszívásos technikával lehet lecsökkenteni. A radonkút alkalmazása esetén, a kútnak 2 méternél mélyebbnek kell lennie. Mindkét technika alkalmazása mellet a 75 W-os szivattyú teljesítmény megfelelőnek bizonyult.
117
10 THESES
1
Aanalyzing of the remediation of the tailings ponds we can determine, that the
inactive layer put on the surface tailings ponds, gives a suitable protection for the biosphere. The progress of remediation process reduces the population radiation exposure as well. Before remediation work I measured 1,06 mSv/year excess effective dose to the people in Pellérd village. This value decreased to 0,25 mSv/year after remediate No 2 tailings pond. At the same period the workers effective dose can reach the value of 0,9 mSv/month. This impact due to the remediation works on the tailings pond No 1. 2
I observed radionuclide migration only in close vicinity of tailings ponds. At
larger distance, I couldn’t indicate any migration of radionuclides. 3
The first 1200 m section of Northern mining tunnel has a radiological effect on
the village (Kővágószőlős) population located above that Northern mining tunnel. This part of Northern mining tunnel characterized by many cracks and mining cavities. This effect resulted the enrichment of indoor radon level in houses of Kővágószőlős. The most extreme effect appears on the place where the fault are crossing. In that locations people could suffer more than 10 mSv/year effective dose from indoor radon. 4
The indoor radon concentration in houses of Kővágószőlős depends on the
location related to the mining tunnel. Within 100 m distance from Northern mining tunnel the average indoor radon concentration is 660 Bq/m3, between distances of 100200 m this average concentration decreased to the 420 Bq/m3 value, while in the houses of more than 200 m distance this value reduced to the 279 Bq/m3 average concentration. Shifting the belts to the Eastern direction by 50 m, the radon concentration increased further. 5
The increased indoor radon concentration in the houses of village Kővágószőlős
depends on two effects. One effect is the high radon concentration flowing up from the Northern mining tunnel, and the second effect is the presence of cracks and cavities located close to the surface. 6
The high radon concentration in the office building originates from and
correlated with radon concentration which we measured in the mining shaft No 1. This effect is important for the calculation of mitigation efficiency.
118
7
Trying a variety of mitigation techniques above the former uranium mining
cavities, the suction of radon sump produced the best results. However, the radon well as mitigation method also gave satisfactory results, if the depth of well exceeded 2 m.
119
11 KÖSZÖNETNYILVÁNÍTÁS
Köszönetet szeretnék mondani:
Dr. Várhegyi Andrásnak a sok türelemhez és segítséghez melyet nekem nyújtott a munka során. Dr. Somlai Jánosnak a kutatásom irányításáért, és köszönöm a rengeteg munkát, amelyet a publikációk megírásához nyújtott. Továbbá: Dr. Kovács Tibornak, a Radiokémia tanszék összes dolgozójának és a MECSEKÉRC zRt Radiometriai dolgozóinak. Nagy köszönet szüleimnek is, kik nagy kitartással álltak mellettem.
120
12 Mellékletek
1. melléklet: Bányatermelvény feldolgozásának elvi ábrája
2. melléklet: Az uránércbányászat területe
3400 t/nap Nyers érc
Törés
Osztályozás
1100 t/nap
Meddő érc
Közép-finom törés
Őrlés-sürítés 2300 t/nap cc kénsav MnO2
Feltárás
3
~1600 m /nap
Szilárd-folyadék elválasztás
Bánya víz
Homok 920 t/nap
3
~3000 m /nap
Iszap 1380 t/nap 3
5300 m /nap Semlegesítés
Szorpció NaCl
cc HCL
3
70 m /nap
NaCl Oldatkészítés 3 300 m /nap
Előelúció
Víz
8-10 g U/l Elúció
3
84 m /nap
Lecsapás I.
R-Cl Szűrés
HCl Higított kénsav oldat
Zagytér
Lecsapás II. R2SO4 3
450 m /nap
Mosó oszlop Szűrés
Mosás
Oldat készítés
Szűrés Víz Meleg levegő Nedves tisztítás
Tisztított
levegő
Szárítás
Yellow cake
3. melléklet: Uránérc vegyi feldolgozás folyamatábrája
Kénsav
2 0 0 1
4. melléklet: zagytározók tájrendezése levegőből nézve
2 0 0 3
5. melléklet: A vágatot keresztező törésvonalak felszíni vetülete, Kővágószőlős
6. melléklet: Radongyüjtő zsomp kialakítása
7. melléklet: Radongyüjtő kút kialakítása
A zagytározók és környékük radiológiai monitoring állomásai
78000
Zagytér vízkezelő
77500
Zagytér kelet 77000
Pellérd Pellérd lakossági
I.
76500
76000
II.
75500
75000
74500 577000
577500
578000
578500
579000
579500
580000
580500
581000
581500
8. melléklet: Radiológiai monitoring állomások, térbeni elhelyezkedése
582000
