авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ

Pages:     | 1 || 3 |

«РОССИЙСКАЯ АКАДЕМИЯ НАУК УРАЛЬСКОЕ ОТДЕЛЕНИЕ ИНСТИТУТ ПРОМЫШЛЕННОЙ ЭКОЛОГИИ На правах рукописи ...»

-- [ Страница 2 ] --

Для использования метода радионуклидных отношений в радиоэкологии и радиационно-гигиеническом мониторинге необходимо установить ненарушенное отношение активностей ЕРН в изучаемом объекте (почва, донные отложения и т.п.). Ненарушенное радионуклидное отношение может быть определено по результатам радиометрического анализа заведомо незагрязненных образцов. Незагрязненные образцы могут отбираться в отдалении от источника загрязнения или в стороне от прогнозируемых путей миграции, в этом случае необходимо контролировать соответствие типа и генезиса образцам, загрязнение которых следует определить. В случае проектирования нового производства, использующего минеральное сырье, на этапе оценки воздействия следует провести радиометрические измерения в представительной выборке образцов объектов окружающей среды. Если нет возможности предварительно выделить незагрязненные образцы или в случае, когда рассматриваемый объект повсеместно загрязнен, то следует использовать специальные методы анализа данных.

Согласно определению радионуклидное отношение рассчитывается по формуле:

C RR = C2, (3.1) где RR – радионуклидное отношение;

С1 и С2 – УА радионуклидов.

Для практического проведения обследования окружающей среды в районах расположения предприятий, использующих природные радиоактивные материалы, достаточно ограничиться анализом отношений активности Ra/232Th, 226Ra/40K и 232Th/40K [33]. Измерение УА этого набора радионуклидов является стандартной задачей для большинства лабораторий радиационного контроля и не требует использования сложной аппаратуры.

Когда имеется выборка пар значений С1 и С2 незагрязненных образцов, для оценки величины ненарушенного радионуклидного отношения, удобно построить зависимость С1=f(С2). Если радионуклидное отношение, RR, в выборке является постоянной величиной (в случае сходных условий генезиса), то наблюдается линейная корреляционная зависимость:

C1 = b C2, (3.2) тогда b=RR. Оценка параметра b линейной зависимости с использованием стандартных процедур (метод наименьших квадратов) является удобным методом оценки средней величины и дисперсии радионуклидного отношения в выборке. В общем случае необходимо проверять, как описывает зависимость С1=f(С2) линейная модель с ненулевым свободным членом, а:





C1 = b C2 + a. (3.3) Такая зависимость соответствует неоднородности радионуклидного отношения в выборке и, по-видимому, не характерна для незагрязненных природных объектов. Если установлено, что параметр а значимо отличается от нуля, следует провести дополнительный анализ причин нарушения радионуклидного отношения.

При анализе выборки пар значений УА ЕРН важно учитывать тип распределения величин С1 и С2. Обычно в природных объектах распределение УА ЕРН отклоняется от нормального и лучше описывается логнормальной функцией. В этом случае для оценки параметров зависимости С1=f(С2) используются натуральные логарифмы С1 и С2 и анализируется функция:

ln(C1 ) = ln(b exp(ln(C2 ))). (3.4) Зависимость такого вида не является линейной, но связь между величинами С1 и С2 линейная. Параметр b в этом случае также соответствует радионуклидному отношению. Используя стандартные процедуры математической статистики можно найти оценку среднего и дисперсии радионуклидного отношения в выборке. Таким образом, по результатам представительного обследования определяются выборочные характеристики ненарушенного радионуклидного отношения – оценка среднего и дисперсии, оценивается доверительный интервал. На заключительном этапе анализа образцы, загрязнение которых необходимо установить, сортируются по значимости отличия рассчитанного радионуклидного отношения от ненарушенного. Идентификация загрязненных образцов проводится на основе сравнения индивидуальных значений радионуклидного отношения и оценки доверительного интервала для незагрязненных проб.

В случае, когда в имеющейся выборке невозможно выделить незагрязненные образцы, может быть использован модифицированный подход для оценки ненарушенного радионуклидного отношения. Для предварительного анализа строится график зависимости С1=f(С2). Для расчета параметров зависимости С1=f(С2) можно сделать оценку величины ожидаемого ненарушенного радионуклидного отношения, RR0, и задать экспериментальным точкам веса, W, обратно пропорциональные отклонению от этой величины:

W~ C RR C (3.5) Оценку величины RR0 можно провести по соотношению наиболее вероятных значений С1 и С2 в выборке:

moda(C1 ) RR0 = (3.6) moda(C2 ) Кроме того, для оценки ожидаемого ненарушенного радионуклидного отношения можно использовать известные данные по содержанию ЕРН в однотипных образцах других территорий.

3.2.Сравнение результатов идентификации загрязнения ЕРН методом радионуклидных отношений и методом сдвига равновесия Методологический подход, позволяющий на основе анализа радионуклидных отношений ЕРН выявлять радиоактивное загрязнение объектов окружающей среды, был опробован на участках добычи и первичной переработки нефти [34]. Кроме того, было проведено сравнение результатов идентификации техногенного загрязнения грунтов ЕРН (226Ra) методом радионуклидных отношений и методом сдвига равновесия. При добыче, переработке и транспортировке нефти в окружающую среду поступают 238 Th, а также 40К, которые природные радионуклиды из цепочек распада Uи изначально содержатся в геологических структурах. Привнесенные природные радионуклиды концентрируются в солевых отложениях оборудования, в шламе, в грунте при проливе нефтепродуктов.





Таблица 3.1.

Параметры распределения УА радионуклидов в пробах, Бк/кг УА 226Ra УА 232Th УА 40K Тип пробы ср. ср. ср. ср. ср. ср.

LN арифм. геом. LN арифм. геом. LN арифм. геом.

Замазученный 15 11 0,65 8,6 7,5 0,55 220 190 0, песок Нефтешлам с 14 12 0,52 12 11 0,56 240 230 0, песком Увлажненный 8,6 8,2 0,33 7,8 7,1 0,45 230 220 0, песок Фоновые 7,3 6,9 0,30 5,9 5,1 0,53 190 170 0, пробы 226 Распределение УА Ra и Th в пробах объектов окружающей среды и производственных отходов близко описывается логнормальной функцией распределения, параметрами которой являются среднее геометрическое и стандартное отклонение логарифма величины УА (см. табл. 3.1). Распределение УА К несколько отклоняется от логнормального, но остается существенно асимметричным.

Технологические процессы добычи и первичной переработки нефти могут приводить к сдвигу равновесия в цепочках природных радионуклидов. Это явление было изучено на примере сдвига равновесия между 238U и 226Ra в пробах 226 грунта. На рис. 3.1 представлена зависимость УА Ra от УА U в пробах грунта различного типа. Расположение точек вблизи лини равновесия соответствует состоянию ненарушенного радиоактивного равновесия 238U и 226Ra в пробе и наоборот.

Равновесие нарушено Активность Ra-226, Бк/кг Линия равновесия U-238 и Ra- 1 1 Активность U-238, Бк/кг фоновые пробы незагрязненные пробы с площадок пробы из шламовых амбаров пробы загрязненные, нефтепродуктами (равновесие не нарушено) пробы загрязненные, нефтепродуктами (равновесие нарушено) Рис. 3.1. - Соотношение УА дочернего 226Ra и материнского 238U в пробах грунта.

Исследованные образцы проб грунта можно разделить на две группы – с нарушенным (в пределах области, выделенной на рис. 3.1) и ненарушенным 226 равновесием между Ra и U. Для оценки значимости нарушения равновесия уран/радий в пробах, загрязненных нефтепродуктами построена диаграмма размаха (Box-and-Whisker), представленная на рис. 3.2. На диаграмме в логарифмическом масштабе показаны медианные значения соотношения УА 226 Ra и U, 25-75% процентиль и размах значений в подвыборках, соответствующих различным типам проб. На рис. 3.2 видно, что сдвиг равновесия в пробах, загрязненных нефтепродуктами, отобранных на восточных месторождениях, фиксируется вполне определенно. В этой выборке проб 226 среднее значение отношения УА Ra к U равно 3,4 (распределение логнормальное, 95% доверительный интервал 1,7 – 4,3). Полученное отношение УА 226Ra и 238U статистически значимо больше 1 (p0,05), в остальных выборках отношение не превышает 1 (p0,05).

Рис. 3.2. - Характеристики соотношения активностей 226Ra и 238U в различных пробах грунта.

Сдвиг равновесия в цепочке урана является результатом техногенного воздействия и свидетельствует о радиоактивном загрязнении отобранных объектов. Анализ сдвига равновесия позволяет сделать такой вывод даже в условиях относительно невысокого загрязнения.

Результаты идентификации техногенного загрязнения проб грунта ЕРН методом радионуклидных отношений и методом сдвига равновесия показали полное согласие [31]. Изложенным выше методом, было найдено ненарушенное радионуклидное отношение с 99% доверительным интервалом (табл. 3.3).

Проведено сравнение и выявлены пробы для которых радионуклидное отношение статистически значимо (р0,01) отличается от ненарушенного.

Таблица 3.3.

Результаты оценки ненарушенного радионуклидного отношения для грунтов на участках нефтедобычи Радионуклиды Коэффициент Радионуклидное отношение, с детерминации (R2) 99% доверительным интервалом Ra - 232Th 0,83 1,1±0, Ra - 40К 0,55 0,041±0, Th - 40К 0,2 0,039±0, Для всех проб отношение УА 232Th / УА 40К находится в диапазоне, который соответствует 99% доверительному интервалу ненарушенного радионуклидного отношения этих нуклидов (рис. 3.3).

Рис. 3.3. – Радионуклидные отношения 232Th - 40К в грунтах на участках нефтедобычи.

Загрязненные пробы выявлены при анализе радионуклидных отношений 226 232 Ra - 40К (рис. 3.4, 3.5). Пробы, загрязненные ЕРН, отмечены на Ra - Th и рис. 3.4 и 3.5 черным цветом. Радионуклидные отношения этих проб существенно (р0,01) отклоняются от доверительного интервала ненарушенного радионуклидного отношения указанных пар нуклидов.

Рис. 3.4. – Радионуклидные отношения 226Ra - 232Th в грунтах на участках нефтедобычи.

Рис. 3.5. – Радионуклидные отношения 226Ra - 40К в грунтах на участках нефтедобычи.

Загрязненные образцы, установленные при анализе отношений УА 226Ra / УА 232Th, соответствуют загрязненным образцам, выявленным при анализе отношений УА 226Ra / УА 40К. Результаты идентификации техногенного загрязнения проб грунта ЕРН методом радионуклидных отношений и методом сдвига равновесия показали полное согласие, установлено загрязнение одних и тех же образцов грунта.

3.3. Метод радионуклидных отношений для идентификации загрязнения почвы торийсодержащими материалами Дальнейшее развитие метода радионуклидных отношений получило при обследовании территории пункта хранения монацита. Для оценки возможного загрязнения территории пункта хранения монацита природными радионуклидами проведено исследование содержания ЕРН в образцах почвы, отобранных по упорядоченной схеме. Схема мест отбора проб почвы на территории предприятия представлена на рис. 3.6.

Рис. 3.6 - Площадки отбора проб почвы на территории предприятия.

В пределах зоны наблюдения предприятия пробы почвы отобраны на пяти пробных площадках. В табл. 3.4 представлены усредненные параметры УА ЕРН в образцах почвы.

Таблица 3.4.

Усредненные параметры УА ЕРН в образцах верхнего слоя почвы, Бк/кг Среднее Стандартное Радионуклид Минимум Максимум значение отклонение Th 26 18 12 Ra 52 9,1 29 K 344 31 269 Cs 19 7,7 6,3 Результаты изучения вертикального распределения УА ЕРН в почве содержатся в табл. 3.5.

Таблица 3.5.

Вертикальное распределение радионуклидов в почве, Бк/кг Среднее Стандартное Радионуклид Горизонт Минимум Максимум значение отклонение 0-5 18,8 9,6 0 31, 5 - 10 13,3 6,5 0 22, Cs 10 - 15 7,6 5,8 0 17, 15 - 20 3,6 5,2 0 12, 0-5 15,8 4,1 9,0 20, 5 - 10 14,1 3,0 9,0 18, Ra 10 - 15 14,7 2,3 11,0 17, 15 - 20 17,1 5,3 11,9 29, 0-5 22,4 10,5 15,1 48, 5 - 10 19,6 6,2 11,2 33, Th 10 - 15 19,5 4,2 14,0 27, 15 - 20 19,4 4,1 14,2 25, 0-5 357 29,5 309 5 - 10 348 51,8 261 K 10 - 15 373 31,8 346 15 - 20 358 38,3 271 В целом по результатам измерений в пробах, отобранных как на площадке, так и за ее пределами, значения УА всех ЕРН находятся в пределах характерных для естественных условий. Характер распределения Cs по вертикальному профилю (табл.3.5) указывает на слабое механическое перемешивание слоев почвы, поэтому загрязнение территории может быть оценено по образцам верхнего слоя почвы. Для идентификации загрязненных образцов почвы рассчитаны ненарушенные радионуклидные отношения с 99% доверительным интервалом (табл.3.6).

Таблица 3.6.

Ненарушенные радионуклидные отношения в почве на территории пункта хранения монацита Радионуклиды Коэффициент Радионуклидное отношение, с 99% детерминации (R2) доверительным интервалом 232 Th - Ra 0,67 0,38±0, Th - 40К 0,34 0,052±0, Ra - 40К 0,12 0,15±0, Проведено сравнение и выявлены пробы для которых радионуклидное отношение статистически значимо (р0,01) отличается от ненарушенного. На рис. 3.7 представлена зависимость УА 232Th от УА 226Ra в почвах, отобранных на территории пункта хранения монацита. Черным цветом отмечены пробы, загрязненные монацитом.

УА Th-232, Бк/кг 20 30 40 50 60 УА Ra-226, Бк/кг Рис. 3.7. - Зависимость УА 232Th от УА 226Ra в почвах на территории пункта хранения монацита.

На рис. 3.7 видно, что большая часть результатов (ромбы) располагается вдоль прямой линии, выражающейся следующей функцией:

УА 232Th = 0,38 УА 226Ra (3.7.) Эта функция описывает характерное соотношение содержания тория и радия в почвах региона. Прямая линия соответствует ненарушенному радионуклидному отношению. Только в 6 пробах почвы полученные отношения УА 232Th / УА 226Ra существенно (р0,01) отклоняются от доверительного интервала ненарушенного радионуклидного отношения указанных пар нуклидов.

Можно предположить, что эти пробы почвы загрязнены некоторым количеством Th в результате просыпи монацитового песка. Для оценки дополнительного загрязнения этих проб для каждой пары значений УА 232Th от УА 226Ra в почвах решена следующая система уравнений:

УА 232Th = УА 232ThМ+ УА 232ThПр УА 226Ra = УА 226RaМ+ УА 226RaПр (3.8.) УА 232ThМ=7,95 УА 226RaМ УА 232ThПр = 0,38 УА 226RaПр, где индексы Пр и М относят величину УА к природной составляющей и привнесенной за счет просыпа монацита соответственно. Соотношение УА 232 ThМ/ УА RaМ, равное 7,95 получено на основании оценки запасов радионуклидов в монаците.

В результате решения этой системы уравнений рассчитаны значения УА ЕРН за счет привнесенной активности и соответствующие плотности поверхностного загрязнения (ППЗ) шести площадок, для которых получено 232 существенное отклонение от характерной зависимости УА Th от УА Ra.

Дополнительно проведен расчет ППЗ монацитом исходя из средней УА Th в монаците, хранящемся в складах, равной 200 Бк/г. Размеры площадок определяются характерными размерами сетки отбора проб почвы.

Результаты расчета представлены в табл. 3.7.

Таблица 3.7.

Результаты оценки загрязнения проб почвы ЕРН ППЗ ППЗ ППЗ УА 232ThМ, УА 226RaМ, Код 232 ThМ, RaМ, монацитом, пробы Бк/кг Бк/кг кБк/м2 кБк/м2 г/м ГУ 18 28 1,2 3,5 0,15 ГУ 21 44 1,9 5,5 0,24 ГУ 23 70 2,6 8,8 0,32 ГУ 26 30 1,2 3,7 0,15 ГУ 27 44 1,8 5,5 0,23 ГУ 29 53 2,2 6,7 0,28 Проведенный анализ позволил выявить незначительное загрязнение части экспериментальных площадок монацитом. Загрязнение носит пятнистый характер и локализовано на территории пункта хранения, в непосредственной близости от складов. Исходя из общей площади размещения складов (Зона 2), соотношения загрязненных и незагрязненных экспериментальных площадок и данных табл. 3.7. рассчитаны суммарные характеристики загрязнения территории пункта хранения за счет просыпа монацита. По результатам оценки:

– суммарное загрязнение 232Th составляет 1073 МБк;

– суммарное загрязнение 226Ra составляет 133 МБк;

– общая масса монацита в просыпях в пределах Зоны 2 базы хранения составляет около 540 кг.

Такая дополнительная активность ЕРН в поверхностном слое грунта, распределенная пятнами загрязнения в пределах Зоны 2, не создает значимую добавку к внешнему облучению работников.

Представленный материал наглядно демонстрирует возможность использования метода радионуклидных соотношений в радиоэкологии ЕРН для идентификации низких уровней техногенного загрязнения природными радионуклидами объектов окружающей среды на фоне естественной вариабельности содержания (первое защищаемое положение).

4. ДОЗИМЕТРИЧЕСКИЕ ХАРАКТЕРИСТИКИ ДПР ТОРОНА И МЕТОДЫ ИНДИВИДУАЛЬНОГО МОНИТОРИНГА ПРИ ИХ ИНГАЛЯЦИОННОМ ПОСТУПЛЕНИИ При оценке уровня радиационной безопасности при воздействии природных радионуклидов традиционно большое внимание уделяется Rn и его ДПР.

Другому изотопу – Rn (торону) уделяется гораздо меньше внимания и зачастую считается, что его влиянием на облучение населения и персонала можно пренебречь. Вместе с тем, в ряде ситуаций ингаляционное поступление ДПР торона (в первую очередь наиболее долгоживущего нуклида Pb) может являться доминирующим источником внутреннего облучения на рабочем месте.

Такие условия облучения характерны для предприятий, использующих торийсодержащие материалы, в частности пункт хранения монацитового концентрата. Проведенные исследования показали, что атмосфера помещений хранения монацита характеризуется экстремально высокими уровнями ОА торона и ЭРОА торона. Столь высокие уровни ЭРОА торона на рабочем месте требуют корректного учета дозовой нагрузки от данного радиационного фактора и разработки методов мониторинга внутреннего облучения. Особую важность проблема оценки внутреннего облучения персонала приобретает в связи с возможной необходимостью перетаривания радиоактивного песка из деревянных ящиков в более технологичную и герметичную тару, а также с перспективой переработки данного материала для извлечения из него тория и редкоземельных элементов.

В настоящее время для связи экспозиции по ДПР торона с эффективной дозой используются КДП, рекомендованные в Докладах НКДАР ООН – нЗв/(Бкчм-3) [35, 36] и в целом соответствующие соединениям типа Б при ингаляционном поступлении [37]. Вместе с тем необходимо отметить, что использование для оценок численных значений коэффициента дозового преобразования легочного типа Б не является достаточно обоснованным. В работе [37] было показано, что численное значение КДП от экспозиции по ДПР торона к эффективной дозе в существенной мере зависит от типа радионуклида при ингаляционном поступлении. От транспортабельности ДПР торона (в первую очередь 212Pb) также зависит динамика распределения радионуклидов по органам и тканям человека и скорость их выведения с калом и мочой.

4.1. Оценка транспортабельности ДПР торона в респираторном тракте человека При проведении экспериментов по оценке транспортабельности ДПР торона в респираторном тракте особое внимание следует уделять соответствию свойств изучаемых аэрозолей характеристикам реальных аэрозолей на рабочих местах и в жилищах. В связи с этим эксперименты по изучению свойств аэрозолей, отобранных в лабораторных условиях (замкнутые боксы, циркуляционные камеры и т.д.) не будут адекватно отображать реальную ситуацию. Вместе с тем на подавляющем большинстве рабочих мест и, тем более, жилых помещений уровень объемной активности ДПР торона в воздухе недостаточен для проведения экспериментов подобного рода.

С целью обоснования величины КДП от экспозиции ДПР Rn выполнена серия специальных экспериментов по растворимости ДПР торона. Для этого изучалась динамика растворения радиоактивного Pb в имитаторе биологических жидкостей (растворе Рингера). Аэрозоли Pb отбирались в атмосфере помещений хранения монацита. Порядок проведения экспериментов представлен в параграфе 2.5 настоящей работы. Всего было выполнено экспериментов. Получены данные, которые позволили определить параметры кинетики растворения 212Pb.

Исследованный процесс растворения Pb относится к гетерогенным реакциям, т.к. исходные реагенты находятся в разных фазах. Растворение в гетерогенных системах не может происходить в любой точке пространства, как в случае реакций в гомогенной системе, а осуществляется на контакте между фазами, где молекулы твердого соединения доступны реакционным частицам раствора. Для протекания реакции растворения необходимо, чтобы реагирующие частицы попадали в реакционную зону. Кроме того, необходимо удаление из зоны реакции образующихся продуктов. Такие процессы могут осуществляться вследствие диффузии, которая может идти только при наличии перепада концентрации.

Рис. 4.1. - Изменение активности 212Pb на фильтре, помещенном в раствор Рингера.

Гетерогенные реакции характеризуются как процессом химического превращения, происходящего в пределах реакционной зоны, так и различными процессами переноса вещества, необходимыми для восполнения расхода реагирующих частиц и для удаления продуктов. Наблюдаемая скорость гетерогенного превращения всегда есть функция скоростей двух процессов:

химической реакции и диффузии [38]. Общий вид уравнения, используемого для описания кинетики гетерогенных процессов, имеет следующий вид [38, 39]:

dC = C 0 e t, (4.1) dt где – наблюдаемая скорость гетерогенной реакции;

С0 – начальное количество твердого вещества;

t – время растворения.

Для оценки скорости реакции растворения РВ необходимо учитывать период полураспада радионуклидов. В результате экспериментов было установлено, что кинетика перехода радионуклида Pb из материала фильтра в раствор не может быть описана при помощи простой кинетики растворения.

Уменьшение активности Pb на фильтре, помещенном в раствор Рингера (рис.4.1), наилучшим образом аппроксимируется при помощи суперпозиции двух экспоненциальных зависимостей, описываемых уравнением:

A( t ) = k exp[ ( r + f )t ] + ( 1 k ) exp[ ( r + s )t ], (4.2) A где А0 – активность 212Pb при t = 0;

A(t) – активность 212Pb при в момент времени t;

f – постоянная времени растворения быстрой компоненты осевшей на фильтр активности 212Pb;

s – постоянная времени растворения аэрозольной компоненты с медленной скоростью растворения 212Pb;

k – доля быстрорастворимой компоненты в общей активности, осевшей на фильтр.

Параметры кинетики растворения 212Pb приведены в табл. 4.1. Для проверки того, что быстрая компонента кинетики растворения обусловлена именно растворением, а не механическим выносом аэрозольных частиц в раствор, был поставлен специальный контрольный эксперимент, в котором в процессе растворения Pb фильтр помещался в дополнительный чехол из поролона толщиной 2 – 3 мм. Перед каждым измерением производился отжим раствора из поролона, находившегося вокруг фильтра. Считалось, что при механическом выносе аэрозольных частиц с фильтра они будут задержаны в поролоновом чехле. Было получено, что в целом кинетика растворения в данных условиях также имеет сложный вид и описывается уравнением (4.2). Постоянные как быстрого, так и медленного растворения статистически значимо ниже, чем для растворения с открытого фильтра. Для растворения с дополнительным барьером доля быстрой компоненты оказалась неожиданно выше (k=0,58), чем в основном эксперименте, что может быть обусловлено малым количеством замеров в дополнительной серии экспериментов (n=4).

Таблица 4.1.

Параметры кинетики растворения осевших на фильтр аэрозолей 212Pb в растворе Рингера при 37°С Стандартное Количество Параметр Среднее Минимум Максимум замеров отклонение f, ч-1 8 145 79 278 s, ч-1 8 2,0 1,1 3,9 1, 8 0,30 0,21 0,45 0, k В отличие от применяемого до настоящего времени в практике радиационной безопасности для всех соединений свинца – типа Б (быстрорастворимые соединения при ингаляционном поступлении), в реальных условиях доля быстрорастворимой компоненты аэрозолей Pb составляет только 30%. Следует отметить, что полученные значения постоянной времени медленного растворения (s = 2 ч-1) находятся в хорошем согласии с данными работы [40], где с привлечением добровольцев оценивалась скорость перехода искусственных аэрозолей Pb из респираторного тракта в жидкости организма.

Таким образом, можно с уверенностью утверждать, что для описания транспортабельности аэрозолей Pb в респираторном тракте нельзя использовать ни один из стандартных типов веществ при ингаляционном поступлении (Б или П).

4.2. Дозовый коэффициент при ингаляционном поступлении ДПР торона Для оценки облучения от ингаляционного поступления ДПР торона необходимо рассмотреть поведение данных радионуклидов при их отложении в респираторном тракте человека с учетом результатов выполненных экспериментов по кинетике in vitro растворения аэрозолей Pb. На основании полученных данных была выдвинута гипотеза о том, что скорость перехода радиоактивных аэрозолей из отделов респираторного тракта в жидкости организма в первом приближении может быть описана той же кинетикой, что и их растворение в растворе Рингера. Переход отложившихся в респираторном тракте веществ в жидкости организма схематично изображен на рис. 4.2 [41, 42].

Рис. 4.2. - Схемы растворения отложившихся в респираторном тракте аэрозольных частиц без учета образования веществ в связанном состоянии.

Формально, основной моделью растворения отложившихся в респираторном тракте веществ считается модель, представленная на рис. 4.2 б.

Поступившие в респираторный тракт в виде аэрозолей вещества могут находиться в различных химических формах и иметь различную растворимость.

Для учета различной растворимости веществ в респираторном тракте их условно разделяют на три типа веществ при ингаляционном поступлении:

быстрорастворимые вещества – тип Б;

вещества с промежуточной скоростью растворения – тип П;

вещества с медленной скоростью растворения – М. В англоязычной литературе этим типам веществ соответствуют обозначения F (fast), M (medium) и S (slow). Численные значения параметров моделей, приведенных на рис. 4.2, представлены в табл. 4.2.

Таблица 4.2.

Численные значения параметров, описывающих растворение отложившихся веществ в респираторном тракте Параметры модели Тип вещества Скорость растворения в исходном sp Б (F) П (M) М (S) состоянии, сут- Скорость перехода в измененном spt 100 10 0, состоянии, сут- Скорость растворения в измененном st 0 90 состоянии, сут- Доля быстрорастворимой фракции fr - 0,005 0, Скорость быстрого растворения, сут-1 sr 100 100 Скорость медленного растворения, сут-1 ss - 0,005 0, В рассматриваемой ситуации оценку численных значений дозовых коэффициентов для ингаляционного поступления Pb можно осуществлять двумя различными подходами:

1) аппроксимировать поведение реальных аэрозолей 212Pb при растворении некой суперпозицией аэрозолей типа Б и П и использовать для дозиметрических расчетов справочные данные по дозовым коэффициентам 212Pb [43];

2) произвести расчет дозовых коэффициентов для ингаляционного поступления реальных аэрозолей Pb с использованием схемы растворения аэрозолей, изображенной на рис.4.2 а и параметров растворения fr=k= 0,3;

sr = f = 145 сут-1;

ss = s = 2 сут-1.

Первый подход, использующий табулированные значения дозовых коэффициентов, не позволяет учесть влияние на их численные значения таких факторов, как тип дыхания и интенсивность работы [41]. В связи с этим для расчета дозовых коэффициентов при ингаляционном поступлении свинца был выбран второй подход. Для расчета полной динамики поведения свинца в организме человека при его ингаляционном поступлении была использована схема, изображенная на рис. 4.3. В основу расчетной схемы положены модели респираторного и желудочно-кишечного тракта МКРЗ, а также биокинетическая модель поведения свинца в организме [41, 44, 45].

Рис.4.3. - Динамика поведения изотопов свинца в организме человека при ингаляционном поступлении.

Каждый прямоугольник, представленный на схеме, является отдельным компартментом, для которого составляется линейное дифференциальное уравнение первого порядка, описывающее баланс радионуклида в том или ином органе, ткани или отделе. Рассмотрим для примера уравнения, описывающие изменение активности радионуклидов (А) в бронхиальной области (ВВ) респираторного тракта:

dABB dABB1 dABB2 dABBseq = + + (4.3) dt dt dt dt Полученные экспериментальные данные позволяют представить изменение активности в отделах бронхиальной области в зависимости от скорости растворения Pb. Введем обозначение для частиц с быстрой скоростью растворения индекс f, а для медленной – s. Тогда можно записать следующее уравнение (представлено только для отдела ВВ1):

f s dABB1 dABB1 dABB = + (4.4) dt dt dt f dep dABB1 dABB ABB1 ABB1 ( s f + 10 ) + 2 Abb1 + 0,03 Abb =k f f f f (4.5) dt dt s dep dABB1 dABB ABB1 ABB1 ( ss + 10 ) + 2 Abb1 + 0,03 Abb2, = (1 k ) s s s s (4.6) dt dt dep dA BB где – скорость отложения вещества в отделе ВВ1, dt – постоянная распада радионуклида.

Аналогичным образом могут быть составлены уравнения динамики изменения активности и для других отделов респираторного тракта, а также органов и тканей. Для расчета динамики поведения Pb была составлена система линейных дифференциальных уравнений, описывающая содержание нуклида в различных отделах респираторного тракта, желудочно-кишечного тракта, органах и тканях организма, а также его выведение с калом и мочой.

Отложение радиоактивных аэрозолей было оценено для различной дисперсности аэрозолей, типа дыхания работника и интенсивности выполняемой работы с использованием модели респираторного тракта МКРЗ [41]. Для расчета динамики поведения радионуклидов в организме и их выведения из организма с калом и мочой система уравнений, описывающая схему, изображенную на рис.4.3, решалась численными методами при помощи специализированного программного пакета WinAct, разработанного в Окриджской национальной лаборатории США. Расчет поглощенных и эквивалентных доз на органы и ткани был выполнен при помощи специализированного программного пакета DCAL 8.4, также разработанного в Окриджской национальной лаборатории. Результаты расчетов коэффициентов для определения эффективной дозы облучения при различных сценариях ингаляционного поступления аэрозолей Pb для динамики растворимости, основывающейся на экспериментальных данных, представлены в табл. 4.3. Рассчитанные дозовые коэффициенты на органы и ткани человека при ингаляционном поступлении аэрозолей Pb представлены в табл. П.4.1.

Таблица 4.3.

Дозовые коэффициенты при различных сценариях ингаляционного поступления аэрозолей 212Pb АМАД, Эффективная Тип работы Тип дыхания доза, Зв/Бк мкм 6,42·10- ротоносовой тяжелая 5,90·10- носовой 0, 6,66·10- ротоносовой легкая 6,24·10- носовой 1,31·10- ротоносовой тяжелая 8,12·10- носовой 1, 1,07·10- ротоносовой легкая 6,15·10- носовой 2,41·10- ротоносовой тяжелая 1,01·10- носовой 5, 2,03·10- ротоносовой легкая 8,13·10- носовой Расчеты показали, что для аэрозолей с АМАД = 0,3 мкм при ингаляционном поступлении реальных аэрозолей Pb дозовый коэффициент перехода к эффективной дозе слабо зависит от типа дыхания и интенсивности работы.

Следует отметить, что аэрозолям с АМАД = 0,3 мкм соответствуют аэрозоли с активностным медианным термодинамическим диаметром (АМТД) 0,19 мкм.

Влияние типа дыхания на значение дозовых коэффициентов растет по мере роста АМАД аэрозолей. Сопоставление численных значений дозовых коэффициентов со справочными данными для стандартных форм ингаляционного поступления аэрозолей Pb показывает, что, как и следует ожидать, эти значения лежат между значениями дозовых коэффициентов для соединений Pb типа Б и типа П.

4.3. Коэффициент дозового от экспозиции по ДПР торона к эффективной дозе Радиационное воздействие ДПР торона на человека оценивается по экспозиции ЭРОА торона, CТn за интервал времени T:

T P = CTn (t )dt = CTn T. (4.7) Величина экспозиции выражается в единицах Бкчм-3. Как отмечалось ранее [37], для перехода от экспозиции по ДПР торона к эффективной дозе используются КДП. Для расчета КДП была составлена система уравнений, описывающая ОА отдельных ДПР торона, находящихся как в виде неприсоединенной фракции, так и в виде связанных с аэрозольными частицами радионуклидов [46]. Далее была рассчитана ОА "свободной" и "аэрозольной" фракций для всех ДПР торона ThA – ThC (216Po, 212 Pb и Bi) в зависимости от изменения кратности воздухообмена в помещениях и константы взаимодействия с аэрозолями в типичном для этих параметров диапазоне [46]. Система уравнений, описывающих равновесное значение ОА короткоживущих ДПР торона в воздухе и поверхностной активности, осевшей на поверхности в помещении при условии отсутствия поступления аэрозолей с атмосферным воздухом имеет вид:

ATn = const (4.8) V Tn 1 AV u = AV 1 (4.9), + 1 + + u d u AV a = AV 1, (4.10) + 1 + a d a 1 AV 1 + u 1 AV 1 V a u d d AS1 =, (4.11) 1 S u a 2 AV 1 + p 2 AV u AV 2 =, (4.12) + 2 + + u d u a AV 2 + 2 (1 p ) AV a = AV 2, (4.13) + 2 + a d a 2 AV 2 + u 2 AV 2 + 2 AS1 V a u d d =, (4.14) AS 2 S u a 3 AV 2 + p 3 AV u = AV 3, (4.15) + 3 + + u d u a AV 3 + 3 (1 p ) AV a = AV 3, (4.16) + 3 + a d a 3 AV 3 + u 3 AV 3 + 3 AS 2 V a u d d AS 3 =. (4.17) 3 S u u a a AV 1 AV 3 – ОА свободных атомов ThA-ThC;

AV 1 AV 3 – ОА атомов ThA ThC, осевших на аэрозолях;

AS1 AS 3 – поверхностная активность атомов ThA ThC, осевших на стены помещения (V – объем помещения, S – площадь поверхностей в помещении);

– константа присоединения к аэрозолям свободных атомов;

u 1 u 3 и a 1 a 3 – константы оседания свободных d d d d атомов и аэрозолей на поверхности помещения;

р и р – доля атомов отдачи, слетающих с аэрозолей при распаде ThA и ThВ. Для неприсоединенной к аэрозолям фракции ДПР торона (дающей минимальный вклад в дозовый коэффициент) были использованы данные расчетов для АМАД аэрозолей 1 нм и соединений типа Б. Для аэрозольной фракции соединений Bi расчеты КДП были выполнены для двух вариантов расчета – соединений типа Б и типа П. Для данных типов соединений Bi дозовые коэффициенты были рассчитаны с учетом интенсивности дыхания и типа дыхания. Результаты расчетов для аэрозолей с АМАД = 1 мкм приведены на рис. 4.4.

Рис.4.4. - Коэффициенты дозового перехода экспозиции по ДПР торона к эффективной дозе (нЗв/(Бкчм-3).

Численные значения КДП определяются следующими факторами:

• численными значениями дозовых коэффициентов для реальных аэрозолей Pb, зависящих от АМАД аэрозолей, интенсивности дыхания и типа дыхания;

• численными значениями дозовых коэффициентов для аэрозолей Bi, зависящими от тех же параметров, что и дозовые коэффициенты для Pb, а также от неизвестного типа соединения при ингаляционном поступлении (тип Б или П);

• кратностью воздухообмена в помещении и константой взаимодействия с аэрозолями, определяющими сдвиг равновесия между ДПР торона.

Эксперименты по изучению растворимости отобранных на рабочих местах радиоактивных аэрозолей Pb в имитаторе биологических жидкостей подтверждают второе защищаемое положение – значение коэффициента дозового перехода от экспозиции по ЭРОА торона к эффективной дозе составляет 80-260 нЗв/(Бк·ч·м-3).

Следует отметить, что полученные значения КДП от экспозиции по ЭРОА торона к эффективной дозе существенно, в 2-7 раз превышают значения, рекомендованные НКДАР ООН (30-40 нЗв/(Бк·м-3·ч)) [35, 36] и используемые в отечественной практике нормирования облучения от природных источников ионизирующего излучения. Увеличение значений КДП от экспозиции по ЭРОА торона к эффективной дозе связано с изменением дозового коэффициента для ингаляционного поступления радиоактивных аэрозолей Pb, основанном на изучении прямой растворимости аэрозолей Pb в жидкости, имитирующей жидкости организма. Дополнительными факторами, играющими существенную роль в оценке численного значения КДП, являются дисперсность радиоактивных аэрозолей, интенсивность выполняемой работы и тип дыхания.

Необходимо отметить, что отбор проб в складах производился в теплое время года при отсутствии каких-либо технологических операций. Это позволяет выдвинуть предположение, что полученная оценка КДП будет справедлива и при ингаляционном поступлении ДПР торона в жилищах.

4.4. Обоснование метода индивидуального мониторинга внутреннего облучения ДПР торона Выполнен расчет зависимости коэффициента равновесия F от кратности воздухообмена в помещении и константы взаимодействия с аэрозолями для торона (рис. 4.5).

Рис.4.5. - Зависимость коэффициента равновесия для торона от кратности воздухообмена и константы присоединения к аэрозолям.

Для торона значение коэффициента равновесия F существенно зависит от параметров атмосферы в помещении и для наиболее вероятного диапазона изменения параметров кратности воздухообмена =0,2–1,0 ч-1 и константы присоединения к аэрозолям =20–100 ч-1 может изменяться в несколько раз.

Таким образом, определение усредненной по времени ОА газообразного торона не позволяет оценить с достаточной точностью средние значения ЭРОА торона, в связи с чем для мониторинга облучения ДПР торона необходимо использовать подходы, отличающиеся от мониторинга ДПР радона.

Существенную сложность при оценке внутреннего облучения персонала представляет неравномерность распределения ОА нуклидов как по территории объекта, так и по времени. При этом частичное использование во время смены индивидуальных средств респираторной защиты является характерным для каждого работника и не может быть учтено иными методами, кроме индивидуального мониторинга. Наибольшую проблему при внутреннем облучении персонала будут представлять ингаляционное поступление ДПР торона и, в первую очередь, Pb. Ожидаемое среднее значение поступления Pb за время рабочей смены оценивается около 1000 Бк.

Для оценки наиболее перспективного метода индивидуального мониторинга внутреннего облучения персонала были проведены расчеты динамики удержания радионуклида 212Pb в организме работника и его выведения с калом и мочой. Период полураспада Pb сопоставим по порядку величины с продолжительностью рабочей смены. Поэтому стандартный вариант расчета выведения Pb из организма при однократном поступлении недостаточно адекватно соответствует реальной ситуации. В связи с этим при расчетах принималось, что имеет место ингаляционное поступление радионуклида с постоянной скоростью в течение 6 ч (стандартная продолжительность рабочей смены).

Все расчеты были выполнены для параметров растворимости реальных аэрозолей Pb, найденных в настоящей работе. Результаты расчетов для наиболее вероятных условий воздействия при нахождении в складе представлены на рис. 4.6 и 4.7. Результаты расчетов представлены в долях от поступления радионуклида за рабочую смену.

Дополнительный интерес для решения задач мониторинга внутреннего облучения представляет оптимизация периода сбора выделений, поскольку необходимо обеспечить не только максимальный сбор выделяемой активности, но и учитывать распад накапливающегося нуклида 0.693 ( t ) • A u, f () = A u, f ( t ) exp dt, (4.18) T1 / где A u, f () – активность в собранной пробе мочи или кала через интервал • времени, A u, f ( t ) – динамика выведения активности в мочу или кал. Результаты расчетов представлены в табл. 4.14.

Таблица 4. Доля от поступившей в течение рабочей смены активности Pb, содержащаяся в выделениях, собранных за различные интервалы, в легких и в организме в целом для динамики растворимости 212Pb, основывающейся на экспериментальных данных Удержание в организме Выведение с мочой, сбор Выведение АМАД, за интервал Все Все

Работа Дыхание с калом, Легкие Легкие мкм тело тело 24 ч 12 ч 24 ч 24 ч 12 ч 8ч 12 ч 24 ч Ротонос. 0,0017 0,0022 0,0017 0,0014 0,0051 0,121 0,0007 0, Тяжелая 0, Носовое 0,0017 0,0022 0,0017 0,0028 0,0047 0,147 0,0006 0, (АМТД Ротонос. 0,0017 0,0022 0,0017 0,0014 0,0057 0,123 0,0008 0, 0,19 мкм) Легкая Носовое 0,0018 0,0024 0,0018 0,0029 0,0052 0,156 0,0007 0, Ротонос. 0,0021 0,0027 0,0021 0,0030 0,0070 0,164 0,0010 0, Тяжелая Носовое 0,0019 0,0027 0,0021 0,0093 0,0043 0,249 0,0006 0, 1, Ротонос. 0,0021 0,0028 0,0021 0,0042 0,0063 0,180 0,0009 0, Легкая Носовое 0,0020 0,0027 0,0021 0,0092 0,0037 0,255 0,0005 0, Ротонос. 0,0040 0,0058 0,0048 0,0168 0,0110 0,404 0,0015 0, Тяжелая Носовое 0,0023 0,0033 0,0027 0,0176 0,0042 0,401 0,0006 0, 5, Ротонос. 0,0032 0,0045 0,0035 0,0156 0,0098 0,358 0,0012 0, Легкая Носовое 0,0022 0,0032 0,0025 0,0172 0,0028 0,391 0,0004 0,     Рис.4.6. - Динамики удержания 212Pb в организме работника и его выведения при ротоносовом типе дыхания.

  Рис.4.7. - Динамики удержания 212Pb в организме работника и его выведения при носовом типе дыхания.

Для интервалов времени, приведенных в таблице, начало отсчета соответствует началу поступления радионуклида в организм (начало рабочей смены).

Проведенный расчетный анализ, при условии равномерного поступления нуклида в течение рабочей смены, показал, что наиболее перспективным и чувствительным методом определения поступления Pb в организм работников представляется прямое измерение активности нуклида, содержащегося в теле человека при помощи спектрометров излучения человека через 12 или 24 часа после начала поступления. С учетом высокой подвижности Pb в организме измерения должны проводиться для всего тела работника, а не только для зоны респираторного тракта. Менее чувствительным является метод определения поступления Pb путем измерения его выведению с мочой. Так, при ожидаемом поступлении 212Pb за рабочую смену 1000 Бк в пробе мочи будет от 1,5 –3,0 Бк. Измерить такую активность возможно лишь на полупроводниковых спектрометрах с достаточно высокой эффективностью регистрации.

Оценка поступления Pb по его выведению с калом может быть достаточно эффективным методом (слабо зависящим от типа дыхания) только для аэрозолей с дисперсностью АМАД = 5 мкм, наличие которых в помещении складов предприятия «УралМонацит» при отсутствии интенсивно проводимых производственных работ представляется маловероятным. Для аэрозолей с АМАД = 1 мкм на интерпретацию результатов мониторинга существенное влияние будет оказывать тип дыхания работника. Мониторинг поступления аэрозолей Pb с АМАД = 0,3 мкм по выведению с калом не имеет особых преимуществ по сравнению с мониторингом по выведению с мочой.

Для более точной интерпретации данных индивидуального мониторинга внутреннего облучения персонала за счет ингаляционного поступления ДПР торона наиболее важной информацией будет являться информация по дисперсности радиоактивных аэрозолей Pb на рабочем месте. Такая информация может быть получена при реализации программы специального мониторинга воздуха рабочей зоны предприятия «УралМонацит» с использованием как каскадных импакторов, так и диффузионных батарей, позволяющих оценить дисперсность радиоактивных аэрозолей в диапазоне от АМТД = 0,001 нм до АМАД = 10 мкм. Информация по типу дыхания индивидуальных работников может быть с достаточной степенью точности получена при профессиональном медицинском осмотре у врача отоларинголога.

5. РАДИАЦИОННОЕ ВОЗДЕЙСТВИЕ НА ОКРУЖАЮЩУЮ СРЕДУ ПУНКТА ХРАНЕНИЯ МОНАЦИТА Радиоэкологическая ситуация в районе расположения любого радиационноопасного объекта всегда остается в центре внимания населения.

Данные специальных исследований и результаты долговременного наблюдения содержания РВ в объектах окружающей среды являются необходимыми для подтверждения штатных условий обращения с источниками ионизирующего излучения, планирования мероприятий по обеспечению безопасных условий работы персонала, минимазации воздействия на население и природные объекты.

Способ хранения монацита, отсутствие в помещениях хранения инженерных средств защиты от воздействия источников излучения создают условия для радиоактивного загрязнения окружающей среды и радиационного воздействия на население (рис. 5.1).

Рис. 5.1. - Типичные условия хранения монацита в деревянных складах ОГУ «УралМонацит».

Данные выполнения производственного радиационного контроля не дают развернутой картины поступления ЕРН из помещений хранения и дальнейшего их распространения во внешней среде. В ходе многолетнего комплексного исследования были получены и систематизированы характеристики радиоэкологической ситуации в районе расположения пункта хранения монацита.

Предварительно, на основании анализа общей информации о монаците и данных ранее выполненных исследований было сделано предположение, что поступление ЕРН из помещений хранения в окружающую среду может происходить в результате выноса в наружную атмосферу воздуха, содержащего радиоактивные аэрозоли. Исследование такого поступления выполнено в результате измерений следующих параметров:

• ОА ЕРН в воздухе помещений хранения монацита и в наружной атмосфере;

• активность ловушек, установленных на окнах для сбора пыли монацита, выносимой воздушным потоком из помещений хранения;

• активность планшетов, установленных на территории предприятия для сбора пыли монацита, попавшей в наружную атмосферу.

В наружной атмосфере аэрозоли ЕРН оседают на почву и различные поверхности производственного оборудования, материалов, предметов. Для обнаружения факта попадания монацита выполнены измерения следующих параметров:

• УА ЕРН образцов почвы на территории предприятия и в зоне наблюдения;

• загрязнение рабочих поверхностей объектов на территории предприятия.

Дальнейшая миграция ЕРН, поступивших из помещений хранения монацита, может происходить путем механического переноса с загрязненным грунтом, в результате поверхностного стока, накоплением в растительности, грибах и включением в трофические цепочки. Возможные пути миграции были исследованы в результате выполнения измерения следующих параметров:

• УА ЕРН образцов воды поверхностных водоемов и донных отложений на территории предприятия и в зоне наблюдения;

• УА ЕРН доминирующих видов растительности и образцов основных агроботанических групп;

• УА ЕРН грибов.

Расположение мест отбора проб объектов среды в зоне наблюдения представлен на рис.5.2.

5 – Территория филиала ГУ “УралМонацит” 1 – Пробная площадка для отбора проб почвы 3 – Створ для отбора воды и донных отложений.

Рис. 5.2. - Площадки отбора проб в зоне наблюдения предприятия.

5.1. Содержание долгоживущих радионуклидов в воздухе помещений хранения монацита Оценка ОА тория и урана в воздухе складов выполнена методом отбора пыли на фильтр. Перед началом эксперимента выполнена оценка необходимого времени отбора проб воздуха исходя из ожидаемой запыленности и ОА тория в воздухе складов. Для двух принятых значений УА пыли (0,28105 и 2,06105 Бк/кг) были рассчитаны значения массы пыли и активность тория на фильтре за один час работы аспиратора, с расходом воздуха – 20 л/мин. Принятое минимальное значение запыленности – 1 мг/м3, что соответствует среднему значению запыленности воздуха жилых помещений. Максимальное значение запыленности принималось 100 мг/м3, что соответствует запыленности воздуха при перегрузке сыпучих материалов – уголь, песок и т.д. Пессимистический прогноз концентрации пыли в воздухе складских помещений при штатном режиме – 5 мг/м3 [47]. Было получено, что в стационарных условиях можно достоверно определить активность тория на фильтре, если запыленность воздуха в складе будет превышать 20 мг/м3. В аварийных ситуациях достоверно определить активность тория на фильтре можно при отборе пробы воздуха в течение одного часа с расходом 20 л/мин, если запыленность воздуха в складе будет превышать 2 мг/м3. В условиях слабой запыленности ( 1 мг/м3) отбор воздуха должен продолжаться не менее 50 часов.

В стационарных условиях хранения монацита выполнены две серии отбора проб воздуха продолжительностью ~ 62 ч и ~ 249 ч с расходом л/мин. В процессе отбора проб пыли, на фильтре накапливались ДПР изотопов радона. Для достоверного определения ОА тория и урана в отобранной на фильтр пыли, фильтры выдерживались до момента полного распада ДПР радона и торона. Время выдержки фильтров, которое Pb – 10,64 ч, составило не полностью определяется периодом полураспада менее 110 часов (~4,5 суток). В табл. 5.1 представлены результаты измерения активности ЕРН, собранной на фильтрах.

Таблица 5.1.

Объемная активность ЕРН в воздухе складов № Время Объем Активность пыли Объемная на фильтре, Бк Фильтра отбора воздуха, активность в м3 воздухе, Бк/м пробы, час 232 238 232 Th U Th U 1 61,7 74,0 н.о. н.о. - 2 248,7 298,4 н.о. н.о. - 4,8·10-4 3,5·10- 1и2 310,4 372,4 н.о. н.о.

Помимо стационарных условий содержание долгоживущих нуклидов в воздухе складов оценивалось в период опытных работ по разборке штабелей и перемещению ящиков с монацитом в одном из складов пункта хранения.

Отбор проб воздуха производился в четырех точках склада, позволяющих оценить ОА долгоживущих ЕРН в области дыхания работников. Выполнено две серии отбора проб, продолжительностью ~30 мин каждая. Объем прокаченного воздуха через каждый фильтр составил от 180 до 740 л. После отбора проб пыли фильтры выдерживались около 5 суток (до полного распада ДПР изотопов радона на них). Активность на каждом фильтре измерялась отдельно. Долгоживущие радионуклиды ториевого и уранового ряда не обнаружены.

Подтверждением отсутствия мелкодисперсной фракции монацита в воздухе служат результаты измерения загрязнения различных поверхностей погрузчика. Контроль загрязнения поверхностей осуществлялся двумя методами – прямым измерением плотности потока -частиц и методом взятия мазков. Долгоживущие радионуклиды обнаружены только на поверхностях погрузчика, соприкасавшихся с тарой монацита. На поверхностях, не соприкасавшихся с тарой, нельзя достоверно определить наличие -активных нуклидов. Полученные результаты позволяют сделать предположение, что скопившаяся пыль и просыпи монацита содержат зерна достаточно большого размера. Вследствие этого, поднятый в воздух монацитовый песок практически мгновенно падает на поверхность и не создает запыленность воздуха.

5.2. Оценка выноса радиоактивной пыли через слуховые окна складских помещений Для анализа ветрового выноса пыли монацита через технологические окна на открытое окно одного из складских помещений устанавливался многослойный марлевый фильтр – ловушка (рис. 5.3).

Рис. 5.3. - Способ установки оконной марлевой ловушки.

Ловушки устанавливались три года подряд в теплый период года.

Продолжительность экспозиции ловушек год от года увеличивалась примерно в два раза (30 дней, 76 дней, 137 дней). По окончанию срока экспозиции марлевые ловушки снимались и доставлялись в лабораторию для измерения активности долгоживущих радионуклидов уранового и ториевого рядов распада. Измерение собранной марлями активности начиналось не ранее чем через 5 дней после окончания экспозиции (для полного распада дочерних продуктов изотопов радона). Цвет марли за время экспозиции стал серый, что указывает на накопление мелкодисперсной пыли. Не смотря на увеличение длительности экспозиции активность марлевой ловушки, оказались ниже предела обнаружения тория (0,2 Бк). Следовательно, при открытом слуховом окне в наружную атмосферу не может поступать более 4,410-3 Бк тория в месяц.

5.3. Оценка плотности выпадений пыли монацита на территории предприятия.

Для оценки интенсивности возможного выпадения пыли монацита на территории предприятия использовались марлевые планшеты (рис. 5.4).

Планшеты устанавливались три года подряд в теплый период года.

Продолжительность экспозиции планшетов год от года увеличивалась примерно в два раза (30 дней, 76 дней, 137 дней).

Рис. 5.4. - Способ установки марлевых планшетов.

По окончанию срока экспозиции марля с планшетов снималась и доставлялась в лабораторию для измерения активности долгоживущих радионуклидов уранового и ториевого рядов распада. Измерение собранной марлями активности начиналось не ранее чем через 5 дней после окончания экспозиции (для полного распада дочерних продуктов изотопов радона). Не смотря на увеличение длительности экспозиции активность тория на марлевых ловушках, оказались ниже предела обнаружения тория (0,2 Бк).

Следовательно, на поверхность территории предприятия в месяц не может выпадать более 0,145 Бк/м2 тория. При общей площади базы хранения ~140 тыс. м2, на всей территории за 47 лет могло выпасть не более 100 г монацита. Отсутствие значимых выпадений тория на площади хранилища монацитового концентрата подтверждаются отсутствием повышенных активностей в Th в верхнем горизонте почв (за исключением выявленных точек с наличием просыпей монацита). На материале планшета достоверно обнаружен 7Be – космогенный радионуклид.

5.4. Изучение распределения изотопов радона в воздухе помещений хранения монацита и в наружной атмосфере Используемая для хранения монацита тара не создает существенных препятствий для поступления торона из монацитового концентрата в атмосферу складов. Разрушение тары и открытые просыпи материала увеличивают поступление торона. Отсутствие принудительной вентиляции и невысокий естественный воздухообмен с одной стороны препятствуют выносу радиоактивного газа в окружающую среду, а с другой стороны способствуют накоплению торона в помещении. При таких условиях радиоактивный газ торон становится одним из важных факторов радиационной обстановки в помещениях складов наряду с высоким уровнем гамма-излучения.

222 Различия в скорости распада Rn и Rn сказываются на существенном различии характеристик процесса переноса торона и радона.

Если для радона для практических целей принимается допущение о мгновенном перемешивании и выравнивании ОА в пределах помещения, то для торона следует рассматривать неравномерное распределение в пределах помещения не только в неравновесной, но и в стационарной ситуации.

Неравномерное распределение ОА торона регистрировалось во всех измерениях, проводившихся в реальных условиях. ОА торона уменьшается с удалением от источника поступления, причем во многих ситуациях на расстоянии несколько метров от источника ОА торона не превышает предел детектирования.

Кроме необходимости измерения активности газообразного торона существует проблема обеспечения надежности измерения радона и его продуктов распада при высоких уровнях накопления торона и его дочерних радионуклидов в помещении. При уровнях ЭРОА торона в десятки раз превышающих ЭРОА радона использование аспирационных методов измерения для оценки последней величины невозможно ввиду неприемлемо высокой погрешности. В средствах измерения газообразного радона различной конструкции используются различные типы препятствий для поступления торона внутрь измерительной камеры. Обычно используется конструкция с диффузионным барьером, время диффузии через который много больше периода полураспада торона [46]. Однако при уровнях ОА торона, превышающих 1000 Бк/м3, стандартные средства измерения ОА радона, такие как трековые детекторы, остаются чувствительными к торону.

Для изучения проблемы изотопов радона как фактора формирования радиационной обстановки на территории хранения монацитового концентрата проведены специальные исследования пространственного распределения газообразного торона в воздухе складов и наружной атмосфере. Для этого на примере одного из типичных складских помещений базы хранения монацитового концентрата проведены измерения ОА торона и радона с использованием разработанной методики. В каждой точке устанавливалась пара детекторов – радоновый и радон-тороновый.

Измерения проведены в зимний и в летний сезоны, продолжительность экспонирования детекторов составляла от 3 до 5 недель. На рис. 5. представлена схема установки детекторов в складе. В центральном (поперечном) проходе склада были натянуты три шпагата – на высоте 2,0 м, 1,5 м, 0,5 м.

Рис. 5.5. - Способ установки детекторов в складе.

На каждом шпагате равномерно (на расстоянии ~ 20 cм) закреплялись по 10 комплектов интегральных радиометров изотопов радона. Способы установки, места расположения и сроки экспонирования детекторов для определения ОА торона (черные) соответствуют детекторам для определения ОА радона (белые). Для оценки выноса торона за пределы склада проведены дополнительные измерения с использованием описанных выше измерительных комплектов. На рис. 5.6 представлена схема установки детекторов для изучения распределения ОА изотопов радона в воздухе вне склада.

Рис. 5.6. - Способ установки детекторов на внешней стене склада.

На внешней стене склада по вертикальной линии закреплялись комплекты радиометров в интервале от 0,5 м до 2,3 м от уровня земли. На расстоянии ~ 1,0 м от внешней стены склада комплекты детекторов были закреплены на вертикальной линии в интервале от 1,0 см до 2,2 см от уровня земли. Горизонтальная растяжка с детекторами была закреплена на высоте 2,5 м. На территории базы хранения радиометры располагались под планшетами, на шпагате на высоте от 1 м до 1,8 м.

Выполненные измерения ОА торона позволили определить уровни накопления газообразного торона в зимний и летний период времени. Внутри склада в зимний период зафиксированы значения ОА Rn в диапазоне от 0,29 до 10 кБк/м3, а среднее значение 3,8 кБк/м3. В летний период значения ОА 220Rn находились в диапазоне от 0,46 до 9,0 кБк/м3, а среднее значение 3, кБк/м3.

Зимой в наружной атмосфере вблизи склада измеренные значения ОА Rn находятся в диапазоне от 17 Бк/м3до 1,4 кБк/м3, при среднем значении 468 Бк/м3. Летом в наружной атмосфере вблизи склада измеренные значения Rn находятся в диапазоне от 0,12 до 1,8 кБк/м3, при среднем значении ОА 761 Бк/м3. На территории предприятия (Зона 2) значения ОА Rn в атмосфере находятся в диапазоне от 11 до 151 Бк/м3, а среднее значение Бк/м3.

Результаты измерения ОА радона внутри склада показали, что в летний Rn находятся в диапазоне от 37 до 544 Бк/м3, при период значения ОА среднем значении 218 Бк/м3. В зимний период значения ОА 222Rn находятся в диапазоне от 77 до 446 Бк/м3, а среднее значение 223 Бк/м3.

Зимой в наружной атмосфере вблизи склада значения ОА Rn находятся в диапазоне от 12 до 165 Бк/м3, а среднее значение 79 Бк/м3. Летом в наружной атмосфере вблизи склада значения ОА Rn находятся в диапазоне от 61 до 378 Бк/м3, а среднее значение 161 Бк/м3. На территории предприятия (Зона 2) значения ОА Rn в атмосфере находятся в диапазоне от 11 до 26 Бк/м3, а среднее значение 19 Бк/м3.

Для уменьшения погрешности оценки вклада радона в образование треков в радон-тороновом детекторе проведена оценка среднего значения по результатам измерения несколькими радиометрами. Использование средней величины основывается на допущение о мгновенном перемешивании и выравнивании ОА радона в пределах помещения [48, 49]. Предположение о равномерном распределении радона в помещении склада было проверено по данным проведенных измерений. По результатам анализа было выявлено неравномерное распределение ОА радона по высоте. Получено, что ОА радона в слое воздуха на высоте от 1,5 до 2 м над уровнем пола значимо меньше, чем в слое воздуха на высоте 0,5 и 1 м (см. табл. 5.2). Зависимость ОА радона от расстояния до штабелей не обнаружена.

Таблица 5.2.

ОА радона в складе в зависимости от высоты над уровнем пола и сезона Среднее Относительное Высота над Количество Сезон значение, стандартное уровнем пола измерений Бк/м3 отклонение 1 м зима 185 0,37 1 м зима 293 0,29 1 м лето 184 0,34 1 м лето 245 0,43 Анализ данных измерения ОА торона проведен с учетом того, что для этого изотопа в отличие от радона следует предполагать неравномерное распределение в пределах помещения не только в неравновесной, но и в стационарной ситуации. Основные результаты измерений, проведенных с использованием разработанной методики в складском помещении, представлены в табл. 5.3. По данным, представленным в табл. 5.3 видно, что в большинстве случаев максимальные уровни ОА торона наблюдаются вблизи источника поступления – штабеля с ящиками.

Таблица 5.3.

Результаты измерения ОА торона в воздухе помещения хранения монацита Расстояние Высота над Средняя ОА Максимум ОА Количество торона, кБк/м3 торона, кБк/м от штабеля уровнем точек пола измерения Зима 10 см 1 м 1,7 2,9 10 см 1 м 6,6 7,9 10 см* 1 м* 2,4 8,1 10 см 1 м 5,7 10 Лето 10 см 1 м 5,9 14,4 10 см 1 м 5,4 9,0 10 см* 1 м* 3,5 11 10 см 1 м 4,0 8,8 *Примечание: расстояние от штабеля 10 см и высота над уровнем пола 1 м соответствуют зоне дыхания.

В зимний период формируется неравномерный по высоте над уровнем пола профиль накопления торона, ОА торона статистически значимо уменьшается с высотой (p0,05). В летний период этот эффект практически не проявляется. В целом полученные данные по пространственному распределению торона в помещении склада свидетельствуют о более интенсивном перемешивании воздуха в помещении в летний период. В результате различий в процессах накопления торона зимой и летом наблюдаются различные значения средней ОА торона в зоне дыхания зимой и летом (2,4 и 3,5 кБк/м3 соответственно). В случае пребывания персонала и проведения работ в складском помещении условия перемешивания будут соответствовать летним, поэтому для расчетов доз облучения следует использовать величину ОА торона 3,5 кБк/м3 в любой сезон.

В табл. 5.4 представлены данные по результатам измерения ОА торона в наружной атмосфере вблизи стены склада. Данные, представленные в табл.

5.4 свидетельствуют о том, что происходит определенный вынос газообразного торона из склада в наружную атмосферу. Вынос происходит как через оконные проемы, так и через щели в стенах.

Таблица 5.4.

Результаты измерения ОА торона в наружной атмосфере вблизи склада Место измерения Сезон Средняя Средняя Количество ОА торона, ОА радона, детекторов, кБк/м3 Бк/м3 шт поверхность внешней стены зима 0,54 84 поверхность внешней стены лето 0,80 112 проем вентиляционного окна лето 0,67 73 на расстоянии 90 см от стены зима 0,23 68 Среднее значение ОА торона у поверхности внешней стены в летний сезон в 1,5 раза превышает среднее значение в зимний сезон, однако эта разница не является статистически значимой. На расстоянии 90 см от стены склада ОА торона существенно, не менее чем в два раза снижается. Величина ОА торона равная 0,23 кБк/м3 может быть использована для оценки доз внутреннего облучения персонала осуществляющего внешний осмотр состояния складов. Средняя величина ОА радона в наружной атмосфере вблизи склада находится в пределах 68 - 112 Бк/м3, изменение этой величины в зависимости от сезона и расстояния от стены склада менее выражено по сравнению с ОА торона. Полученные значения ОА торона показывают наличие поступления газообразного торона из склада в наружную атмосферу.

С целью определения уровней ОА торона на территории пункта хранения под каждым планшетом для сбора радиоактивных выпадений устанавливались комплекты трековых радиометров радона (см. рис. 5.7).

Рис. 5.7. - Способ установки детекторов под планшетом.

Результаты измерения ОА торона на территории пункта хранения в отдалении от складов представлены в табл. 5.5. Представленные в табл. 5. данные свидетельствуют о неравномерном пространственном распределении торона на территории базы хранения.

Таблица 5.5.

Результаты измерения ОА торона на территории базы хранения Место измерения Средняя ОА торона, Средняя ОА радона, Бк/м3 Бк/м Планшет 1 44 Планшет 2 11 Планшет 3 151 Более подробно оценить характеристики пространственного распределения можно на основе моделирования выноса и распространения торона. Создание соответствующей модели является самостоятельной задачей, калибровка такой модели может быть проведена по данным табл.

5.5. Усредненное по трем местам измерения значение ОА торона на территории базы хранения в отдалении от складов составляет 69 Бк/м3. Как видно из табл. 5.5 пространственное распределение ОА радона более монотонно. Средняя ОА радона в наружной атмосфере на территории базы хранения составляет 19 Бк/м3, что находится в пределах обычного диапазона уровней накопления радона в атмосфере.

Для измерения ОА радона внутри других складах было установлено по радоновых экспозиметра РЭИ – 4 в каждом из помещений. Время экспонирования 55 суток. Средняя величина объёмной активности радона внутри складских помещений составила 270 Бк/м3.

5.5. ДПР торона в атмосфере складов и наружном воздухе Для определения ЭРОА изотопов радона использовался аспирационный метод [22] и результаты измерения ОА радона. В ходе выполнения исследования получены следующие данные:

• мгновенные значения ЭРОА торона в воздухе группы складов;

• суточное изменение мгновенных значений ЭРОА торона в воздухе склада и различных точек открытого пространства базы хранения монацита;

• мгновенные значения ЭРОА торона и радона в воздухе служебных помещений.

Измерения ЭРОА торона в воздухе группы складов были выполнены в течение двух дней. По визуальным наблюдениям метеорологические условия указанных дней значительно различались. Первый день был жарким, безоблачным с заметным западным ветром, второй был пасмурным, с моросящим дождем. Среднее значение ЭРОА торона в складских помещениях составило 353 Бк/м3. Максимальный результат измерений составил 768 Бк/м3, а минимальный результат 63 Бк/м3. Средние значения результатов измерений представлены в табл. 5.6 [50].

Таблица 5.6.

Результаты измерения ЭРОА торона в складских помещениях Параметр Первый день Второй день Среднее значение ЭРОА торона, 515 Бк/м Стандартное отклонение 162 Даже учитывая, что каждый склад имеет характерные только для него особенности (количество монацитового песка, содержание тория в песке данной партии и т.д.), различие в 2-3 раза полученных средних значений ЭРОА торона позволяет сделать предположение о влиянии метеорологических условий на процесс накопления торона и ДПР в складских помещениях.

Измерения суточного изменения мгновенных значений ЭРОА торона проводились последовательно в 6 точках наблюдения:

• точка наблюдения № 1 располагалась в служебном помещении.

• точки наблюдения № 2 и № 3 располагались внутри склада № 12. Отбор проб в этих точках проводился одновременно, каждые 1,5-2 часа.

• точка наблюдения № 4 находилась между складом № 13 и № 12.

• точка наблюдения № 5 была выбрана в 1-2 см от деревянной стены на внешней стороне, напротив точки наблюдения № 4. Отбор проб воздуха в данных точках проводился двумя операторами в один и тот же момент времени, примерно через 20 минут после отбора проб внутри склада.

• точка наблюдения № 6 располагалась между двумя парами складов.

Отбор проб и измерение активности фильтров проводился в течение трех дней и охватил практически полные 2 суток. Результаты измерения ЭРОА торона в воздухе помещения хранения монацита представлены на рис.

5.8.

Рис. 5.8. - Суточные изменения значения ЭРОА торона в воздухе склада.

Анализ данных измерений показывает, что в течение одних суток ЭРОА торона в воздухе склада может изменяться в 2-3 раза, а за более длительный период на порядок. Наряду с этим можно отметить продолжительные интервалы времени, когда ЭРОА торона изменялась незначительно. Статистический анализ показывает, что среднее значение ЭРОА торона за период наблюдения составил 192 Бк/м3, при этом с вероятностью не больше 5% можно было зафиксировать значения ниже Бк/м3 и выше 420 Бк/м3.

В результате измерений ЭРОА изотопов радона вне складов зафиксированы достаточно высокие значения активности ДПР 220Rn. Средние значения ЭРОА торона за период наблюдения для каждой точки составили 11,3 Бк/м3, 30,1 Бк/м3 и 2,6 Бк/м3, соответственно, для 4, 5, и 6 точки.

Уменьшение рассчитанной величины происходит при удалении от склада по закону СЭРОАTn = 28,1·e-0,0683x, где х – расстояние от склада до точки наблюдения, м. Измеряемая величина синхронно изменяется во времени на различных расстояниях от склада. В ветреную погоду в результате перемешивания воздуха значения ЭРОА торона на расстоянии 10 м от склада находится на уровне 6 Бк/м3, а в непосредственной близости к наружной стене склада (в точке наблюдения №5) достигает 14 Бк/м3. При уменьшении скорости ветра величина ЭРОА торона возрастает в несколько раз. Возле наружной стены в полный штиль измеренное значение составило 49 Бк/м3, а на расстоянии 10 м – 18 Бк/м3. На расстоянии 30 м (точка №6) за весь период наблюдения значения ЭРОА торона были около 2 Бк/м3.

Значения ЭРОА торона внутри и вне склада в различные интервалы времени и отношение ЭРОА торона к ЭРОА радона в точках наблюдения представлены в табл. 5.7. Таким образом, на территории расположения складов постоянно находится «облако ДПР торона». Величина ЭРОА торона в данном “облаке” зависит от метеорологических параметров и расстояния от склада с монацитовым песком.

Таблица 5.7.

Значения ЭРОА торона внутри и вне склада, Бк/м Интервал измерения Место измерения 1 2 3 Внутри 134 205 207 склада Внешняя 11 14 30 стена склада В 10 м от 6 4 8 склада В 30 м от 2 1 3 склада В административно-бытовом помещении значение ЭРОА торона меняется в интервале от 1 до 30 Бк/м3. Среднее значение за сутки составляет 10 Бк/м3. Границы изменения значения ЭРОА радона оказались еще шире.

При средней величине ЭРОА радона равной 80 Бк/м3, минимальное значение составило 5 Бк/м3, максимальное 220 Бк/м3. Полученные величины не являются типичными для жилых и административных помещений Свердловской области. По данным ИПЭ УрО РАН, основанным на результатах обследования более 2 000 жилых помещений в Свердловской области, лишь 1,5% из них входят в группу с ЭРОА торона выше 10 Бк/м [51]. Средневзвешенное значение среднегодовой ЭРОА изотопов радона для помещений Свердловской области составляет 34 Бк/м3, ЭРОА радона Бк/м3, ЭРОА торона 1,8 Бк/м3 [52].

5.6. Содержание радионуклидов в почве Результаты спектрометрического определения УА радионуклидов в образцах верхнего слоя почвы (0-7 см) приведены в таблице П.3.1. В таблице П.3.2 результаты распределения УА радионуклидов по глубине почвы (0- см). Анализ и интерпретация результатов измерения УА ЕРН в образцах почвы представлены в 3 главе настоящей работы. В целом, как на территории пункта хранения, так и за его пределами, значения УА всех ЕРН находятся в пределах характерных для естественных условий, за исключением отдельных локальных участков, расположенных в непосредственной близости от складов (не более 20 м). Загрязнение пробных площадок на участках предприятия, удаленных от складов на расстояние более 20 м, а также за пределами базы хранения не выявлено. Наличие в верхнем горизонте почвы искусственного радионуклида Cs обусловлено глобальными и Чернобыльскими выпадениями.

5.7. Содержание радионуклидов в воде и донных отложениях Характеристика образцов проб воды поверхностных водных объектов и донных отложений представлена в табл. П.3.3 и табл. П.3.4 соответственно.

Спектрометрическое измерение активности радионуклидов в сухих остатках воды не дали значимых результатов. В выбранных каналах, соответствующих энергетическим характеристикам измеряемых радионуклидов, зафиксировано количество импульсов, не позволяющих достоверно идентифицировать активность ЕРН. Результаты спектрометрического определения УА радионуклидов в пробах воды (сухих остатках) приведены в табл. 5.8.

Таблица 5.8.

Результаты измерения УА проб воды Удельная активность радионуклидов, Бк/л Код площадки 232 238 Th U K Водный объект 1 н.о. н.о. 0,208±0, Водный объект 2 н.о. н.о. 0,138±0, Водный объект 3 н.о. н.о. 0,026±0, Водный объект 4 н.о. н.о. н.о.

Водный объект 5 н.о. н.о. н.о.

Водный объект 6 н.о. н.о. н.о.

Водный объект 7 н.о. н.о. н.о.

Отсутствие радионуклидов цепочки распада U подтверждено результатами измерения эманации радона в контрольных пробах воды, тех же самых водных объектов. Метод измерения эманации позволяет 226 детектировать УА Ra по содержанию Rn [53]. Во всех отобранных пробах воды содержания 226Ra ниже уровня регистрации (0,03 Бк/л).

Результаты спектрометрического определения УА радионуклидов в пробах донных отложений приведены в табл. 5.9. Содержание ЕРН в пробах донных отложений соответствует природному радиационному фону для данной территории. Активность 137Cs в обследованных объектах обусловлена глобальными выпадениями и загрязнением в результате аварии на Чернобыльской АЭС. Признаков загрязнения этих объектов окружающей среды ЕРН в результате деятельности предприятия не обнаружено.

Таблица 5.9.

Удельная активность радионуклидов проб донных отложений УА, Бк/кг Код объекта 232 226 40 Th Ra K Cs Водный объект 1 22,6±5,6 17,2±5,2 374±72 7,6±2, Водный объект 2 19,9±5,3 20,2±6,0 357±63 5,6±12, Водный объект 4 20,3±5,2 14,2±5,0 314±70 28,5±7, Водный объект 5 18,7±4,9 22,1±6,2 382±80 1,6±0, Водный объект 6 12,6±3,4 12,4±4,1 370±76 н.о.

Анализ УА радионуклидов в образцах донных отложений указывает на отсутствие дополнительного количества тория, таким образом, донные отложения не содержат следов монацита. Результаты исследований указывают на отсутствие признаков загрязнения водных объектов ЕРН, тем самым демонстрируют отсутствие влияния базы хранения монацита на водные объекты.

5.8. Содержание радионуклидов в растительности Основной запас надземной фитомассы на всех без исключения пробных площадях составляет разнотравье. Запас надземной фитомассы основных агроботанических групп представлен в табл. 5.10.

Таблица 5.10.

Запас надземной фитомассы травяного яруса (возд.-сух. вес, г) Пробные площадки Агроботанические 1 2 группы гр. % гр. % гр. % Злаки 159,9 18,4 107,7 23,0 13,8 4, Бобовые 90,1 10,4 25,7 5,5 23,8 8, Разнотравье 617,2 71,2 334,56 71,5 260,1 87, Всего 867,1 100 468,0 100 297,7 В результате определения видового и количественного состава флоры было выявлено 87 видов растений. Доминирующие виды представлены в табл. 5.11. Для изучаемых сообществ все виды растений являются обычными.

Общим доминирующим видом на всех без исключения пробных площадках является Клубника зеленая. Остальные доминанты специфичны для каждой площадки.

Таблица 5.11.

Участие в составе травостоя доминирующих видов по массе (возд-сух. вес, г) Доминирующие виды Пробные площадки 1 2 Бедренец камнеломка 39, Вероника дубравная 26, Горец птичий 29, Герань городская 17, Земляника лесная 6, Клубника зеленая 19,9 29,8 9, Тысячелистник обыкновенный 13, Определение УА радионуклидов проведено в восемнадцати образцах растительности. Выборка образцов проводилась по принципу принадлежности пробы растительности к доминирующему виду или основной агроботанической группе. Уровень накопления активности в растительности является индикатором наличия в почве подвижной (растворимой) доли радионуклидов. Коэффициент накопления (Краст) показывает способность растений накапливать радионуклиды. Данный коэффициент представляет отношение УА нуклида в сухом образце растительности к усредненному значению УА радионуклида в почве пробной площади. В качестве среднего значения УА K для проб с пробной площадки №1 взято значение 328 Бк/кг, для пробных площадок №2 и №3 – 357 Бк/кг. Масса золы и УА исследованных образцов растительности представлена в табл. 5.12.

Таблица 5.12.

Содержание радионуклидов в растительности Активность пробы золы, Бк Вес золы, г Площадка Наименование пробы 7 Be* K 1 2 3 4 1 Злаки 12,00 8,9 85, 1 Бобовые 6,35 6,3 53, 1 Разнотравье 147,00 5,3 38, 1 2,21 4,8 25, Вероника дубравная 1 1,66 3,9 9, Клубника зеленая 1 4,45 5,2 54, Бедренец камнеломка 2 Злаки 8,77 5,0 65, 2 Бобовые 1,86 1,0 13, 2 Разнотравье 82,6 1,9 32, 2 1,69 1,4 15, Тысячелистник 2 2,77 2,4 19, Клубника зеленая 2 2,05 1,6 16, Горец птичий 3 Злаки 1,23 3,8 63, 3 Бобовые 1,83 1,1 20, 3 Разнотравье 130,5 0,5 10, 3 1,59 1,0 14, Герань городская 3 0,74 0,6 6, Клубника зеленая 3 0,49 1,4 4, Земляника лесная 7 * Be – указана на момент отбора пробы растительности В озоленных образцах растительности радионуклиды цепочки распада 232 Th и U не обнаружены [54]. Кроме того, искусственный радионуклид Cs, идентифицированный в образцах почвы, не содержится в пробах травы.

Вместе с тем, в большинстве проб растительности достоверно (погрешность определения менее 30 %) определяется 7Be. Из опубликованных данных 232 известно, что Злаки и Бобовые имеют коэффициенты накопления Th, Ra существенно больше 1 (от 2 до 13) [55]. При условии, что УА в почве Ra составляет от 10 до 30 Бк/кг, Th от 10 до 50 Бк/кг, можно было ожидать в 232 образцах золы Злаков и Бобовых не меньше 200 Бк/кг Th или Ra.

232 Поэтому, отсутствие Th, Ra в образцах растительности указывает на отсутствие в почве подвижных форм радионуклидов из цепочек распада урана и тория.

5.9. Содержание радионуклидов в грибах На территории предприятия собраны образцы двух видов грибов (~1,5 кг сырого веса каждого вида). Цель отбора проб грибов – определение УА радионуклидов. В систематическом отношении собранные образцы относятся к классу базидиомицеты, семейству – Boletaceae (Болетовые):

Leccinum scabrum – Подберезовик;

Suillus granulatus – Масленок зернистый.

Результаты спектрометрических исследований образцов грибов представлены в табл. 5.13.

Таблица 5.13.

Активность образцов макромицетов Активность, Бк На кг возд.-сух. На кг сырого Вид На пробу веса веса 137 40 137 40 137 Cs K Cs K Cs K 0,7 220 3,5 1100 0,5 Подберезовики 28,5 150 236,5 1240 19,9 Маслята 232 В золе проб грибов радионуклиды цепочки распада Th и U не обнаружены. В отличие от растительности, в грибах уверенно идентифицирован Cs (особенно у маслят). Для оценки аккумулирующей Cs и 40K в способности грибов использованы результаты определения УА сухих образцах почвы, взятых в Зоне 2 предприятия. Для маслят взяты результаты измерения УА пробы, отобранной специально для определения коэффициента накопления радионуклидов. Образец почвы взят в месте сбора не менее 95% массы пробы маслят. Активность данной пробы почвы: УАпочвы 137 Cs – 27,2 Бк/кг, УАпочвы К – 326 Бк/кг. Для проведения анализа образцы подберезовиков отбирались с протяженного участка. Поэтому, для оценки аккумулятивной способности подберезовиков взяты усредненные значения УА радионуклидов в верхнем горизонте (0-5 см) почвы: УАпочвы Cs – 18, Бк/кг, УАпочвы 40К – 370,0 Бк/кг. Коэффициент накопления (Кгриб) получен как отношение УА нуклида в сухом образце грибов к усредненному значению УА радионуклида в сухой почве. Результаты расчета представлены в табл.

5.14.

Таблица 5.14.

Аккумулирующая способность макромицетов Коэффициент накопления Вид 137 Cs K Подберезовики 0,2 3, Маслята 8,7 3, Как ожидалось, среди исследованных компонентов биоты максимальным уровнем накопления радионуклидов характеризуются грибы.

Особенно это относится к маслятам. Несмотря на высокую аккумулятивную способность, грибы на территории базы хранения монацита не накапливают радионуклиды цепочек урана и тория. Отсутствие детектируемых значений ЕРН уранового и ториевого ряда указывает на отсутствие в почве существенных количеств подвижной формы указанных радионуклидов.

Таким образом, отсутствуют признаки включения активности в трофические цепочки.

5.10. Загрязнение поверхностей Явным признаком несанкционированного распространения РВ в окружающей среде или потери управления источником ионизирующего излучения служит наличие высоких уровней поверхностного загрязнения различных объектов. Однако, не обязательно существует прямая связь между поверхностным загрязнением на рабочем месте и уровнем радиационного воздействия на персонал и окружающую среду. Тем не менее, отсутствие поверхностного загрязнения выше некоторого заданного контрольного уровня обычно указывает на высокое качество первичной защитной оболочки и управления контролем [47]. Для определения уровней поверхностного загрязнения различного оборудования на территории пункта хранения монацита выполнены следующие исследования:

• измерены плотности потока - и -частиц с поверхностей во всех помещениях административного здания;

• определен характер распределения результатов измерения, рассчитаны его параметры;



Pages:     | 1 || 3 |
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.