Методические указания по рад. гигиене_2007. Исследование объектов окружающей среды. Приборы для определения объемной и удельной активности объектов окружающей среды. Радиометрия
 Скачать 7.3 Mb.
|
0,2 с снова включаться светодиод , а на цифровом табло будет высвечиваться число (4,85 0,05) с-1, указывающее на исправную работу устройства измерительного.МЕТОДЫ ОПРЕДЕЛЕНИЯ РАДИОАКТИВНОСТИ ВОДОЕМОВКОНТРОЛЬНЫЕ ВОПРОСЫ:
САМОСТОЯТЕЛЬНАЯ РАБОТА:
Радиоактивные вещества могут поступать в воду открытых и закрытых водоемов из почвы, грунтов, из воздуха вместе с осадками, а также с отходами, содержащими радиоактивные вещества. Содержащиеся в воде радиоактивные вещества разделяются на естественные и искусственные. Естественные радиоактивные вещества в воде представлены солями К40, урана, радия, тория, радоном и др. Искусственные радиоактивные вещества представлены главным образом Sr90 + Y90, а также Cs137 и разнообразными радиоактивными изотопами, попадающими в воду с отходами предприятий и учреждений. Значительная часть радионуклидов первичного загрязнения среды смывается с загрязненных поверхностей и с талыми, дождевыми водами поступает в открытые и, частично, грунтовые воды. Источниками постоянных (незначительных) загрязнений являются АЭС, строящиеся, как правило, на берегах водоемов – рек, озер, морей: в ядерно-энергетических установках для охлаждения реакторов используются большие объемы воды, в которые попадают радиоактивные продукты коррозии и незначительная часть радиоактивных отходов. В целом в водную среду Земли поступает до 80 % антропогенных радиоактивных загрязнений, превращая ее в наиболее мощное депо не только естественных, но и искусственных радионуклидов. Сток радионуклидов в водоемы зависит от скорости взаимодействия радионуклидов с почвами. Период полуочищения стока 90Sr из почв в водоемы равен 2,4 годам, 137Cs в 10 раз меньше по сравнению со стронцием. Практический интерес представляет поведение радионуклидов в морской воде, в прибрежных районах, в местах впадения (эстуарии) рек, в лагунах, водных пространствах над континентальным шельфом, так называемых «окраинных» морях континентов с глубиной не свыше 1 км. Поступающие на водную поверхность и в верхние ее слои радиоактивные вещества первоначально содержатся в верхних горизонтах морей, постепенно мигрируя вниз. На глубине 700 м содержание стронция составляет 20–30 % от концентрации поверхностных слоев моря. Содержание радионуклидов 90Sr и 137Cs в открытых морях выше по сравнению с океаном. Например, фоновая активность радионуклидов в Балтийском море в 6–10 раз выше, чем в Атлантическом океане на тех же широтах. В прибрежных водах вертикальные перемещения радионуклидов с последующим накоплением в донных отложениях протекают со значительно большей скоростью по сравнению с открытым океаном. Основные причины различий:
Наибольшая концентрация радионуклидов обнаруживается в биомассе гидробионтов и особенно в планктоне. Включение Cs – Sr-излучателей в метаболизм водных биот во многом зависит от степени минерализации воды. С ее увеличением скорость и величина захвата радиоактивности снижаются. Так, содержание стронция-90 в костях рыб Балтийского моря в 5 раз выше по сравнению с рыбами Атлантики. Наибольшее содержание радионуклидов обнаруживается в биомассе пресноводных. Гидробионты поглощают радионуклиды непосредственно из воды и по пищевым цепям. Наиболее мощное поглощение радионуклидов происходит в верхних слоях воды и осуществляется ее обязательными биологическими составляющими – планктоном и нектоном. Большая суммарная биомасса фито-, зоопланктона прибрежных морей, наибольший коэффициент накопления радионуклидов этим звеном (10000 и более) и наибольшая скорость экосистемного обмена (репродукция массы одноклеточных с последующим осаждением омертвевшей части и ее дальнейшей донной миграции по биологическим цепям) ставят этот вид биологической дезактивации водной среды на первое место по эффективности. До 90–99 % радионуклидов уходят в донные отложения по этой цепи миграции. Коэффициент накопления снижается по мере перехода к более высоким трофическим уровням (до 360 у зоопланктона, до 33 у рыб). Как и в случае почвенного загрязнения, большое значение в миграции играет экосистемная «новизна» изотопа: накопление Fe у зоопланктона в 670 раз выше по сравнению с накоплением стабильного железа. Пресноводные микроорганизмы, являясь основным начальным звеном водной миграции, более активно поглощают радионуклиды ядерно-энергетического происхождения. При этом слабые концентрации излучателей стимулируют активность и сорбционную способность биомассы. Такие особенности, прослеживаемые и в дальнейших звеньях обмена, ведут к более эффективному очищению пресных водоемов по сравнению с морскими при прочих равных условиях. Время полуочищения непроточных вод, озер средней полосы от 137Cs, 90Sr составляет 10–20 лет. В реках процесс идет значительно быстрее, усиливаясь стоком загрязненных вод в океан. Коэффициенты накопления радионуклидов в грунте дна пресных водоемов невелики, превышая активность воды в 5–10 раз; в биомассе высших водных растений этот коэффициент равен 200–1000; в планктоне – до 1000 (в среднем), в иловых отложениях – 400–4000. По общему характеру распределения радионуклиды подразделяются на четыре группы: гидротропные, остающиеся в относительно высоких концентрациях в воде; равномерно распределяющиеся в воде, грунте, биомассе; педотропные, преимущественно накапливающиеся в грунте; биотропные – в биомассе. Основной современный загрязнитель среды – цезий – преимущественно накапливается в грунте; стронций относительно равномерно распределяется между водой, грунтом, биомассой. Подразделение тем не менее условно: при перерасчете накопления радионуклидов на массу составляющих водоемов очевидна наибольшая активность биологической компоненты водной среды, эффективно поглощающей и накапливающей радионуклиды среды, даже при чрезвычайно малых концентрациях изотопов. В последующем биомасса с поглощенной радиоактивностью откладывается в донных отложениях, имеющих самостоятельные циклы обмена. Поведение радионуклидов в подземных водах резко отличается от их миграции в почве, открытых водоемах. Радиационные емкости этих водоисточников существенно разнятся в зависимости от путей, гидрогеологических условий поступления радионуклидов в подземные воды и характера гидродинамики (движения) воды, дренирования подземных вод, их химического состава. Такая многофакторность процесса обусловливает разнообразие поведения радионуклидов в этих водоемах. Наиболее подвержены радиоактивному загрязнению ненапорные грунтовые воды, имеющие непосредственную связь с атмосферными осадками, открытыми водоемами. Вместе с тем большинство почв, особенно глинистых, является мощным барьером для проникновения этих загрязнений в грунтовые воды. Напорные (артезианские) водоисточники, не питающиеся непосредственно от осадков и пополняющиеся за счет медленной нисходящей фильтрации подземных вод, радиоактивному загрязнению не подвержены. В целом миграция радионуклидов техногенного происхождения как в почве, так и в водной среде подчиняется общим закономерностям. Первичный выброс в среду вследствие легкой диссоциации новых изотопных соединений до их минерализации, перехода в донные отложения, ведет к массивному первичному включению в почвенно(водно)-растительный метаболизм и последующему активному включению радионуклидов в трофические цепи миграции. Радиационная емкость цепей (почвы – вода, первичная сапрофитная микрофлора – растительность – животные) в целом зависит от минеральной отрицательной ионной насыщенности среды; в достаточно минерализованной почве (черноземе), морской воде процессы миграции и накопления радионуклидов в конечных, радиационно опасных для человека звеньях обмена (продуктах питания) идут значительно медленнее. Следует отметить, что многие радиоактивные изотопы, в том числе радий, 90Sr и др. способны накапливаться в растительных и животных организмах, обитающих в воде. Ввиду этого исследование проб воды открытых водоемов обязательно сопровождается исследованием активности водной растительности, животных и донных отложений. Сам характер исследований зависит от задачи исследований и предполагаемой активности воды. Контроль радиоактивности воды водоемов осуществляется по программе, которая включает следующие этапы: 1) топографическое обследование водоисточника; 2) радиометрические измерения на месте; 3) отбор проб воды, планктона, бентоса и донных отложений; 4) радиометрические и радиохимические исследования отобранных проб в лаборатории; 5) анализ полученных результатов. Топографическое обследование водоисточников проводится по картам и имеет целью определение условий загрязнения водоисточника радиоактивными веществами. При этом необходимо учитывать гидрогеологические, топографические особенности местности, характер потенциальных источников загрязнения, расстояние от места загрязнения до пункта отбора пробы воды, дебит водоема и др. Радиометрическому обследованию на месте подвергаются береговая полоса, заливаемая пойма, участки с застоявшейся водой. Измерение радиоактивности по линиям разреза водоема (реки) может дать представление о загрязненности отдельных слоев, струй и т. п. Для радиометрических исследований применяют дозиметры, датчики которых при измерении погружают прямо в воду. Радиометрические измерения на месте дают только ориентировочные величины, однако эти сведения полезны, так как по ним можно составить представление о степени загрязнения и его распределении. Отбор проб воды. При наличии источника загрязнения пробы из открытого водоема отбирают по следующей схеме: выше спуска сточных вод (контрольный пункт), непосредственно ниже места их спуска на разных расстояниях по течению (0,25–0,5–1 км). В каждом пункте пробы отбирают в нескольких точках (у берега и посередине), обычно на глубине 0,5 м. В глубоких водоемах пробы отбирают с разных глубин. У места спуска сточных вод и в пунктах водозабора отбирают среднесуточные пробы, а при необходимости организуют динамическое наблюдение. При отборе пробы не следует взмучивать воду. Необходимо также следить, чтобы с пробой воды не попали донные отложения, водоросли. Для радиометрических исследований берут 0,5–1 л воды, для радиохимического анализа – не менее 10 л. Пробы отбирают в тщательно вымытые бутылки. Отобранную пробу воды подкисляют хлористоводородной кислотой до слабокислой реакции для предотвращения адсорбции радиоактивных веществ стеклом бутыли. Одновременно отбирают пробы планктона, бентоса и донных отложений. Донные отложения берут с помощью стратометра, планктон отлавливают специальными сетками, бентос соскабливают при помощи ножа. Рыбу отлавливают обычным путем. Отобранные пробы консервируют в 4–5% растворе формалина. Пробы воды из артезианских скважин, колодцев, родников отбирают аналогичным образом. Одновременно с отбором проб составляется паспорт пробы, в котором указывается номер пробы, дата и время ее отбора, название водоисточника, место отбора (расстояние от берега, глубина), метеорологические условия, объем пробы и фамилия лица, отбиравшего пробы. Определение общей активности отобранных проб. Доставленную в лабораторию пробу воды переливают порциями в чистую, предварительно взвешенную фарфоровую чашку и выпаривают на водяной бане в вытяжном шкафу до получения сухого остатка, который высушивают до постоянной массы в сушильном шкафу при 105°С в течение 2 ч. Чашку снова взвешивают и по разности массы рассчитывают количество сухого остатка на 1 л воды. Затем сухой остаток слегка растирают в той же чашке и из него отвешивают на аналитических весах навеску, толщина которой на мишени не должна превышать 5 – 8 мг/см2 (определение активности в тонком слое). Если после выпаривания воды количество полученного сухого остатка достаточно велико и позволяет наносить на мишень не менее 3 г сухого остатка, то определяют активность по методу толстого слоя, не требующему взятия точных навесок и, следовательно, взвешиваний на аналитических весах. При наличии значительных концентраций радиоактивных веществ в воде активность определяют в точно отмеренном объеме исследуемой воды (1–2 мл). Этот объем воды помещают на мишень, высушивают под инфракрасной лампой и затем обсчитывают на счетной установке. По полученным результатам рассчитывают активность воды (Бк/л). Из доставленных в лабораторию образцов донных отложений, фито-, зоопланктона и рыбы отбирают средние пробы массой по 10 г. Отобранные пробы измельчают, высушивают в сушильном шкафу при температуре 105°С, обугливают на электроплитке, затем озоляют в муфельной печи при температуре 400°С; охлаждают в эксикаторе и взвешивают для определения массы золы. В зависимости от количества полученной золы ее наносят на мишень тонким или толстым слоем и проводят подсчет активности на установке. Далее рассчитывают активность проб (Бк/кг). Исследование естественной радиоактивности воды открытых водоемов Исследование естественной радиоактивности воды открытых водоемов проводится обычно с целью установления величины естественного фона для контроля за его последующим изменением. В районах с повышенным естественным фоном целью подобных исследований является определение доз, получаемых человеком за счет этого фона. Для исследования отбираются пробы воды объемом не менее 3–5 л по обычной методике. Пробы на месте подкисляются до кислой реакции по метилоранжу с целью предупреждения оседания радиоактивных веществ на стенку сосуда. ОПРЕДЕЛЕНИЕ ОБЪЕМНОЙ РАДИОАКТИВНОСТИ ВОДЫ БЕТА-РАДИОМЕТРОМ РУБ-01П6 1. Подготовку радиометра к работе и включение проведите в соответствии с инструкцией по работе с радиометром РУБ-01П6. Установите коэффициент нормирования КН = 1,0, для чего наберите на кодовом переключателе комбинацию цифр 1 0 0 0 0 0 При этом радиометр включен в режим измерения интенсивности счета импульсов, С-1 Нажмите кнопку РЕЖИМ на панели УИ-З8П2, при этом последовательно должны включаться и выключаться светодиоды «К», «УИ». В момент включения светодиода «УИ» отпустите кнопку. При этом с периодичностью |
