Radon és leánytermékei okozta sugárterhelés vizsgálata barlangban, épületekben

DOKTORI (PhD) ÉRTEKEZÉS

Radon és leánytermékei okozta sugárterhelés vizsgálata barlangban, épületekben

Szerző:

Szeiler Gábor

Kémiai és Környezettudományi Doktori Iskola

Készült:

Radiokémiai és Radioökológiai Intézet Pannon Egyetem

Veszprém 2012

Radon és leánytermékei okozta sugárterhelés vizsgálata barlangban, épületekben

Értekezés doktori (PhD) fokozat elnyerése érdekében

*a Pannon Egyetem Kémiai és Környezettudományi Doktori Iskolájához tartozóan.*

Írta:

Szeiler Gábor

**Készült a Pannon Egyetem …... iskolája/

programja/alprogramja keretében Témavezető: Dr. Somlai János

Elfogadásra javaslom (igen / nem)

(aláírás)**

A jelölt a doktori szigorlaton …... % -ot ért el, Az értekezést bírálóként elfogadásra javaslom:

Bíráló neve: …... …... igen /nem ……….

(aláírás) Bíráló neve: …... …...) igen /nem

……….

(aláírás) ***Bíráló neve: …... …...) igen /nem

……….

(aláírás) A jelölt az értekezés nyilvános vitáján …...% - ot ért el

Veszprém/Keszthely, ……….

a Bíráló Bizottság elnöke A doktori (PhD) oklevél minősítése…...

………

Az EDT elnöke

Tartalomjegyzék

Bevezetés – célok... 9

1. Irodalmi rész... 11

1.1. A lakosság sugárterhelése... 11

1.1.1. A természetes eredetű sugárterhelés ... 12

1.1.1.1. Földkérgi eredetű (primordiális) sugárterhelés... 12

1.1.1.2. A radontól származó sugárterhelés... 13

1.2. Radon... 13

1.2.1. A radon legfontosabb tulajdonságai ... 13

1.2.2. Talaj mint radonforrás ... 18

1.2.3. Radon az épületekben ... 19

1.2.4. A radon egészségügyi hatása ... 21

1.2.4.1. Determinisztikus hatás... 22

1.2.4.2. Sztochasztikus hatás... 22

1.2.4.3. Hatás összefoglalás... 23

1.2.5. Szabályozások... 24

1.2.5.1. Nemzetközi szabályozások... 24

1.2.5.2. Magyarországi szabályozás... 25

1.2.6. Radon felmérések rövid áttekintése... 26

1.2.7. Radon előfordulása barlangokban ... 28

1.2.7.1. A barlangok osztályozása... 28

1.2.7.2. Hegyláb típusú barlangok... 29

1.2.7.3. Tapolcai Tavasbarlang... 30

1.2.8. A települések bemutatása... 31

1.2.8.1. Bakonycsernye leírása... 31

1.2.8.2. Nádasdladány leírása... 32

1.2.8.3. Ajka leírása... 33

1.3. Radon és bomlástermékei koncentrációjának meghatározása... 34

1.3.1. A radon mérési módjai... 34

1.3.1.1. A radon mérése közvetlen módon... 34

1.3.1.2. A radon mérése közvetett módon... 35

1.3.2. Radon mérési módszerek ... 35

1.3.2.1. Pillanatnyi mintavételes mérési módszer... 35

1.3.2.2. Folyamatos mérési módszer... 35

1.3.2.3. Integrális mérési módszer... 36

1.3.3. Alkalmazható detektorok... 36

1.3.3.1. Szcintillációs rendszer... 36

1.3.3.2. Ionizációs kamra... 37

1.3.3.3. Félvezető detektoros rendszer... 37

1.3.3.4. Szilárdtest-nyomdetektor... 37

1.3.4. Leányelem mérési módszerek... 38

1.3.4.1. Folyamatos mérési módszer... 38

1.3.4.2. Pillanatnyi mintavétel mérési módszer... 39

1.4. Gamma dózisteljesítmény mérése... 39

1.5. Számítási meghatározások... 40

1.5.1. Egyensúlyi ekvivalens koncentráció számítása ... 40

1.5.2. Egyensúlyi faktor számítása ... 41

1.5.3. Az egyes évszakos átlagból az éves átlagos koncentráció

szorzófaktorokkal való becslése... 41

2. Kísérleti rész... 44

2.1. Vizsgálati helyszínek ismertetése... 45

2.1.1. Bakonycsernye... 45

2.1.2. Nádasdladány... 46

2.1.3. Ajka... 46

2.1.4. A Tapolcai Tavasbarlang ... 47

2.2. Alkalmazott mérési eszközök, módszerek... 47

2.2.1. Radim 2P,Radim 3 – radon monitorok ... 47

2.2.2. Pylon WLx – radon leánytermék mérő... 49

2.2.3. Automess – környezeti dózisteljesítmény mérő... 50

2.2.4. Szilárdtest nyomdetektor – integrális radonkoncentráció mérésére ... 51

2.2.4.1. Radonkoncentráció személyi dozimetria eszköze... 52

2.2.5. Alphaguard PRQ 2000 – radon monitor ... 52

2.2.6. Mérőeszközök kalibrálása... 54

2.3. Számítási módszerek... 54

2.3.1. Szilárdtest nyomdetektoros mérés esetén számolt radon aktivitás koncentráció számítása ... 54

2.3.2. Radon és leányelemeitől származó sugárterhelés számítása ... 56

2.3.3. Sugárterhelés számítás gamma dózisteljesítményből ... 56

2.4. Eredmények ismertetése... 57

2.4.1. Radonkoncentráció évszakos változása ... 57

2.4.1.1. Bakonycsernye... 57

2.4.1.2. Nádasdladány... 62

2.4.1.3. Ajka „A” csoport... 65

2.4.1.4. Ajka „B” csoport (salakos lakások)... 70

2.4.1.5. Összegzés... 76

2.4.2. Szellőztetési vizsgálatok ... 80

2.4.2.1. A szellőztetés, mint radon csökkentő beavatkozás hatásossága... 83

2.4.2.2. Összegzés... 84

2.4.3. Barlangi radonkoncentráció változása, dolgozók sugárterhelése ... 85

2.4.3.1. Barlangi mérések... 85

2.4.3.2. Összegzés... 91

3. Összefoglalás... 93

4. Irodalomjegyzék... 96

5. Tézisek... 101

6. Theses... 104

7. Mellékletek... 107

Köszönetnyilvánítás... 112

Kivonat

A szerző doktori munkája során elemzett három magyarországi település 182 lakásának éves radon aktivitás koncentráció átlagát, illetve az évszakos változását, valamint meghatározta a lakásokban a gamma dózisteljesítményt. A mért adatokból becsülte a radontól származó lekötött effektív dózist, illetve a gammasugárzástól származó effektív dózis eloszlását. E mellett vizsgálta számos lakás napszaki radonkoncentráció változásait is.

Munkája során figyelembe vette a vonatkozó nemzetközi ajánlásokat, EU-beli és a magyarországi szabályozásokat, a bennük található ajánlások, mérési eljárások és saját mérési eredmények figyelembevételével meghatározta az évszakos korrekciós faktorok és az éves átlagok viszonyát. A nemzetközi irodalomban használatos évszakos korrekciós faktorok használhatóságát igazolta olyan lakásoknál, amelyek építéséhez bizonyíthatóan nem használtak salak építőanyagot. Ezzel szemben a vizsgált 192 lakás közül 25 magas rádium tartalmú salakot építőanyagként tartalmazó lakás esetén ezek a korrekciós faktorok nem használhatóak, évszakos arányuk az éves átlaghoz viszonyítva nem olyan hullámzó, egész évben kiegyenlítettnek tekinthető.

Vizsgálta egy bizonyítottan salakot tartalmazó lakásban, hogy a szellőzés, mint radon aktivitás csökkentési mód, hatásosabb az eddig véltnél. Megfelelő szellőztetési gyakoriságot választva mind a radon aktivitáskoncentráció, másrészt az egyensúlyi faktor is csökkenthető, melynek eredményeképpen a sugárterhelést meghatározó EEC is jelentősen csökken. Meghatározta azt az optimális szellőztetési gyakoriságot, amelynél az EEC kellően alacsony és a szellőztetés miatti energia veszteség sem magas.

A dolgozat harmadik feladata egy barlangi környezetben történő radonkoncentráció mérés, és az ott dolgozók sugárterhelésének becslése volt, a 16/2000 (VI.8.) EüM rendeletben meghatározott szabályozás szerint.

Mérési eredmények alapján meghatározta, hogy a barlangban dolgozók esetén átlagosan 10 mSv/év a sugárterhelés, ami néhány személynél meghaladja a 20 mSv/év dóziskorlátot is, illetve hogy szoros összefüggés van az éves átlagos légtéri radonkoncentrációból és a személyi doziméterekkel mért radonkoncentrációból becsült lekötött éves effektív dózis között.

Továbbá megállapításra került, hogy az éves átlagos radonkoncentráció, illetve a szabadban mért éves átlagos hőmérséklet és nyomás között nincs egyértelmű korreláció.

Abstact

In his work the author analysed the annual radon activity concentration average of 182 dwellings in three Hungarian settlements, their seasonal changes; and also gamma dose rate measurement was performed. Based on the results the bound effective dose originating from radon and the effective dose originating from gamma radiation were evaluated. Taking the relevant international recommendations and Hungarian regulations into account the relationship between the seasonal correction factors and the annual average were identified for dwellings with building material containing coal slag and not containing coal slag. In a dwelling built using building material containing slag the efficiency of ventilation as a way of reducing radon activity was surveyed. With the appropriate frequency of ventilation both radon activity concentration and the equilibrium factor can be reduced, therefore, EEC specifying radiation dose also considerably decreases. The third task was the measurement of radon concentration in a cave and assessing the radiation dose of those working there according to the regulations set out by the decree No. 16/2000 (VI.8.) of the Ministry of Health. Based on the measurement results it was found that the radiation dose of the workers in the case was 10 mSv/year on average, also exceeding the dose limit 20 mSv/year in case of some persons.

Abriss

In der Dissertation wurden der Jahresdurchschnitt und die saisonale Änderung der Radonaktivitätskonzentration von 192 Wohnungen in drei ungarländischen Siedlungen untersucht. Weiterhin wurden Messungen von Gamma-Dosisleistung durchgeführt. Aus den Ergebnissen wurden die von Radon stammende Folgedosis bzw. die von der Gammastrahlung stammende effektive Dosis geschätzt. Mit der Berücksichtigung der darauf bezogenen internationalen Empfehlungen und der ungarländischen Regelungen wurde die Beziehung zwischen den saisonalen Korrektionsfaktoren und dem Jahresdurchschnitt im Falle von Wohnungen bestimmt, die mit und ohne Kohlenschlacke gebaut worden waren. Es wurde in einer Wohnung, die Schlacke als Baumaterial enthielt, untersucht, wie wirksam die Lüftung als Reduzierungsmöglichkeit für die Radonaktivität ist. Bei der häufigen Belüftung kann sowohl die Radonaktivitätskonzentration als auch der Gleichgewichtsfaktor reduziert werden.

Dadurch wird auch die gleichgewichtsäquivalente Konzentration (EEC), die die Strahlenbelastung bestimmt, bedeutend reduziert. Drittens wurden die Messung der Radonkonzentration in einer Höhlenumgebung und die Schätzung der Strahlenbelastung der dort arbeitenden Menschen laut der in 16/2000 (VI. 8.) EüM (Ministerium für Gesundheit) – Verordnung bestimmten Regelung durchgeführt. Es wurde anhand von Messergebnissen festgelegt, dass die Strahlenbelastung im Falle von in der Höhle arbeitenden Menschen durchschnittlich 10 mSv/Jahr, was bei einigen Personen auch die Dosisgrenze von 20 mSv/Jahr übersteigt.

Bevezetés – célok

A természetes eredetű sugárterhelés két fő forrása a földkérgi radioizotópoktól származó külső gamma dózis, illetve a sugárterhelés több mint felét kitevő radon (és leánytermékei) Ráadásul ezek az értékek különleges esetekben nagymértékben eltérhetnek az átlagtól jelentős sugárterhelés többletet okozva mind a lakosság, mind az alkalmazottak körében.

Napjainkban egyre szigorodó ajánlások születnek meg a nemzetközi sugárvédelmi szervezeteknél, hogy megelőzzék az extrém sugárterhelést. Megállapítást nyert (WHO 2009 kiadványa), hogy a tüdőrákos megbetegedéseknél a radon a 2. helyet foglalja el, mint kiváltó ok. Ezért mind a munkahelyeken, mind lakóépületekben célszerű un. cselekvési szinteket megállapítani. Az ICRP ajánlásában szereplő cselekvési szint betartása esetén is azonban 100-szor nagyobb sugárterhelést kaphatunk a lakásunkban, mint amennyit egy atomerőmű környezetében élő lakos az atomerőműtől. Hazánkban sajnos a radonkoncentrációra vonatkozó szabályozás még csak munkahelyekre vonatkozik. Így előfordul, hogy valaki nagyobb sugárterhelést kaphat a saját lakásában, mint amekkora a dolgozóra vonatkozó korlát a sugárveszélyes munkahelyen. Mindez alátámasztja a mérések, szabályozások, illetve a radonkoncentrációt csökkentő beavatkozások vizsgálatának, kidolgozásának jogosultságát.

Munkám során ilyen helyeken kialakuló radonkoncentráció és gammadózisteljesítmény értékeket mértem, illetve vizsgáltam a szellőztetés gyakoriságának hatását a sugárterhelés csökkentése szempontjából.

Célom egyrészt azt igazolni, hogy a magas rádiumtartalmú ajkai szenek eltüzelése során keletkezett salak építkezéseken történt felhasználása sok esetben jelentős sugárterhelés többletet okoz az épületekben lakóknál a normál építőanyagból készült házak lakóihoz viszonyítva.

Vizsgáltam a radonkoncentráció csökkentési lehetőségei közül a legegyszerűbbnek tűnő módszert, azaz a gyakori szellőztetés hatását. A korábban a szakirodalomban leggyakoribb mérések mellett én nem csak a radonkoncentráció változását határoztam meg, hanem a tényleges sugárterhelést okozó leánytermékek koncentrációváltozását is.

Földalatti munkahelyeken is magas radonkoncentráció alakulhat ki, így bányákban, barlangokban különösen fontos lehet a radonkoncentráció és az ott dolgozók radon és leánytermékeitől származó sugárterhelés meghatározása. Munkám során részletesen a Tapolcai Tavasbarlangban végeztem erre vonatkozó méréseket.

1. Irodalmi rész

1.1. A lakosság sugárterhelése

A bioszféra így az ember már a Föld keletkezése óta mindig és mindenhol ki van téve különböző mértékű sugárzásnak. Az ember tevékenysége következtében napjainkban ez a sugárzás a természetes komponenseken kívül mesterséges forrásból is származhat. Egyes estekben technológiai sugárterhelésről is beszélhetünk, amely természetes radionuklidtól származik ugyan, de az ember kiszélesedett mozgástere, lakókörnyezetének, életkörülményeinek átalakulása révén jelentkezik. Az embert érő természetes és mesterséges sugárzásokat ismerteti az 1. táblázat.

1. táblázat: Az embert érő sugárzások megoszlása [1.]

Komponens Évi effektív dózis (mSv) Természetes források

Kozmikus sugárzás 0,38 Kozmogén radioizotópok 0,02 Terresztrális (földkérgi) sugárzás 2,00

külső 0,46 belső 1,54 Ebből radon és leányelemei 1,30

Összes természetes 2,40 Mesterséges források

Orvosi alkalmazások (röntgen, stb.) kb. 0,43

Egyéb (TV nézés, repülőút) kb. 0,10 Atomenergia  0,01

Kutatás, oktatás  0,01 Atomfegyver kísérletek  0,01 Nukleáris balesetek (Csernobil)  0,02 Összes mesterséges 0,60

Mindösszesen 3,00

A táblázat alapján a természetes és mesterséges eredetű sugárforrásokból származó expozíció népességgel súlyozott világátlaga 3 mSv/év, ebből 2,4 mSv/év-et, több mint

70 %-ot tesz ki a természetes sugárterhelés. A természetes források az utóbbi évtizedekben újra a figyelem középpontjába kerültek, a természetes komponens nagy aránya miatt, ezenkívül úgy tűnik, hogy a korábban mért értékek nem helytállóak, a valódi dózis magasabb, illetve erősen idő- és helyfüggő. Egyes források hatása kevésbé, másoké erősen ingadozik a földrajzi elhelyezkedés, az időjárás, illetve talajviszonyok szerint így a világ különböző részein jelentősen eltérő értékeket kaphatunk, ezek szórása akár többszörös is lehet. Svédországban pl., a gránitos kőzetek nagymértékű előfordulása miatt, az összes sugárterhelés a világátlagnak akár a kétszeresét is elérheti.

[2., 3.]

Választott témám szempontjából fontos, hogy a természetes sugárterhelés több mint felét a radon és bomlástermékei teszik ki. A radon-problémával az utóbbi évtizedben kezdtek behatóbban foglalkozni.

1.1.1. A természetes eredetű sugárterhelés

A természetben előforduló sugárzásból származó sugárterhelést nevezzük természetes eredetű sugárterhelésnek. Több forrása lehetséges, így a kozmikus sugárzások, illetve a kozmikus sugárzás és a légkör atomjai között lejátszódó kölcsönhatás során keletkező kozmogén radionuklidok, továbbá a föld kialakulásakor már jelen lévő, de hosszú felezési idejük miatt máig le nem bomlott földkérgi eredetű (primordiális) radioizotópok és ezek bomlástermékei által okozott sugárterhelések. A természetes eredetű sugárzást háttérsugárzásnak is nevezik, s értékét nagymértékben befolyásolják a környezeti tényezők.

Részletesen a földkérgi eredetű radionuklidokkal és azon belül a radonnal foglalkozom munkám során, így ezt a két forrást a továbbiakban bővebben kifejtem.

1.1.1.1. Földkérgi eredetű (primordiális) sugárterhelés

Ma már csak azok a természetes radioizotópok és bomlástermékeik találhatók meg a Földön, melyeknek felezési ideje összemérhető a Föld korával. Dózisterhelés szempontjából az alapvető primordiális radionuklidok a ⁴⁰K, ²³²Th és ²³⁸U. A ⁸⁷Rb és

235U csak másodlagosak. A ²³²Th és ²³⁸U bomlási sorában található radioizotópok többsége dozimetriai szempontból jelentős. Számos helyen monitorozzák a természetes

eredetű radioizotópokból származó gamma-sugárzás okozta sugárterhelést. A vizsgált országokban, az átlagérték szabadban, 1 m magasságban: 24 és 160 nGy/h között változik. Népességgel súlyozott világátlag 59 nGy/h. A gamma dózisteljesítmény nagy része a ²³⁸U sorban a ²¹⁴Pb és a ²¹⁴Bi, míg a ²³²Th sorban a ²⁰⁸Tl és a ²²⁸Ac radioizotópoktól származik. A Föld felszíni külső dózishoz a 30 cm-nél mélyebben fekvő kőzetek radionuklidjai már alapvetően nem járulnak hozzá. A ²³⁸U, ²³²Th és ⁴⁰K átlagos koncentrációja a talajban 33, 45 illetve 420 Bq/kg. A magas ²²⁶Ra, ²³²Th és bomlástermékeit tartalmazó ásványok miatt a világ néhány helyén a levegőben mért dózisteljesítmény jóval magasabb az átlagosnál (pl. India, Irak, Szudán). Egyes helyeken 12000 - 30000 nGy/h.

A terresztriális gamma-sugárzásból származó külső sugárterhelés népességgel súlyozott világátlaga 0,48 mSv. Gyerekek és csecsemők esetén ez az érték 10 ill. 30%-kal magasabb.

Belső sugárterhelés szempontjából - a külön tárgyalt ²²²Rn izotópot nem tekintve – a táplálékláncban mindig előforduló ⁴⁰K a legjelentősebb. A légzéssel és élelem- fogyasztással a szervezetbe kerülő földkérgi radionuklidok okozta belső effektív dózis 0,29 mSv, amelyből 0,17 mSv a ⁴⁰K-tól, 0,12 mSv a ²³⁸U és ²³²Th radionuklidtól, és leányelemeitől származik. [4., 5.]

1.1.1.2. A radontól származó sugárterhelés

Mivel a természetes sugárterhelés több mint a fele (1,3 mSv/év) a ²²²Rn-tól származik, ez az izotóp külön figyelmet érdemel. A talajból kiáramló radon a szabadban gyorsan felhígul, de zárt terekben (lakások, munkahelyek) feldúsulhat. Lakásokban mérhető évi átlagos radon-koncentráció világátlaga 40 Bq/m³, szabadban 5-10 Bq/m³. [4.]

1.2. Radon

1.2.1. A radon legfontosabb tulajdonságai

A radon színtelen, szagtalan gáz, forráspontja -62 °C, olvadáspontja -71 °C, így szobahőmérsékleten gáz halmazállapotú. A természetben előforduló egyik legnehezebb

gáz, a VIII. főcsoportban található nemesgázok egyike, rendszáma 86. Csak radioaktív izotópjai ismertek 204-től 224-ig terjedő tömegszámokkal. Lezárt külső elektronhéjának köszönhetően nem (vagy kevésbé) képes kémiai kötést kialakítani más elemekkel. Így könnyen és nagy távolságokra képes migrálni keletkezési helyétől. A természetben előforduló három radioaktív bomlási sor mindegyikében megtalálható egy-egy izotópja (2. táblázat).

2. táblázat: A legfontosabb bomlási sorokban található radon izotópok adatai [6.]

Bomlási sor Rádium

anyaelem Felezési idő leányelem Felezési idő

Potenciális alfa-energia a

rövidéletű bomlási

sorban

238U ²²⁶Ra 1622 év ²²²Rn (radon) 3,8 nap 19,2 MeV

232Th ²²⁴Ra 3,6 nap ²²⁰Rn (toron) 55,6 mp. 20,9 MeV

235U ²²³Ra 11,7 nap ²¹⁹Rn (aktinon) 3,9 mp. 20,8 MeV

Az emberiség sugárterhelése szempontjából az ²³⁸U bomlási sorához tartozó ²²²Rn a legjelentősebb, mert relatíve hosszabb felezési ideje lehetővé teszi a talaj felső rétegéből való kijutását, ami feldúsulva a légtérben a lakosság természetes eredetű sugárterhelésének több mint felét okozza. (1. ábra)

1. ábra: A ²³⁸U bomlási sora [7.]

Meg kell említeni azonban a tórium radioaktív bomlása során keletkező ²²⁰Rn hatását is, ám ennek az izotópnak a sugárterheléshez való hozzájárulása csak akkor jelentős, ha a légtér közeli talaj felső rétegében magas a ²³²Th koncentráció. (2.ábra)

2. ábra: A ²³²Th bomlási sora [7.]

A harmadik izotóp a ²¹⁹Rn. (3.ábra) Az ettől származó sugárterhelés jelentéktelen, mivel alacsony felezési idejének köszönhetően már a keletkezése helyén elbomlik, ezért nem képes a talajból kidiffundálni, valamint a talaj ²³⁵U tartalmának csekély volta miatt (²³⁵U/²³⁸U=0,00725).

2 3 5U

2 2 3R a

2 3 1T h

2 3 7A c

2 1 1P b

2 1 5P o 2 1 9R n

2 0 7T l

2 1 1B i

2 2 7T h

2 0 7P b

2 1 1P o

a lfa b o m lá s

b é t a - b o m lá s

2 1 5A t

2 2 3F r

2 3 1P a

7 , 0 4 1 0⁸ é v

2 5 , 5 2 ó r a

3 , 2 8 1 0⁴ é v

2 1 , 7 7 é v

2 1 , 8 p e r c

1 8 , 7 n a p

1 1 , 4 3 n a p

3 , 9 6 m p

1 ,7 8 1 0^{- 3} m p

3 6 , 1 p e r c

1 0^{- 4} m p

2 , 1 7 p e r c

4 , 7 7 p e r c

0 , 5 2 m p

3. ábra: A ²³⁵U bomlási sora [7.]

Dolgozatom témája a ²²²Rn meghatározása különböző zárt légterekben, ezért a további megnevezés erre az izotópra vonatkozik. Összefoglalva a következő táblázat tartalmazza a radon fő fizikai tulajdonságait. (3. táblázat)

3. táblázat: A radon fizikai tulajdonságai [8.]

Rendszám 86 Tömegszám 200-226 Elektronkonfiguráció (Xe) 4f⁴ 5d¹⁰ 6s² 6p⁶

Ionizációs potenciál (eV) 10,7

Olvadáspont (°C) -71

Forráspont (°C) -62

Sűrűség (kg/m³)

gáz (°C-on, 760 Hgmm) 9,73

folyadék (-62°C) 4.400

Oldhatóság vízben 20 °C-on (m³/m³ víz) 0,23 Levegőre von. relatív oldhatósága

vér 0,5 zsírok 16

Szorpciós koefficiens (m³/kg)

szén (20 °C) 2-6

gránit 10^-4

kvarc  3·10^-5

A radon a kőzetekben, talajban lévő rádiumból keletkezik, mennyiségét ezért elsősorban az anyag ²²⁶Ra aktivitás-koncentrációja határozza meg, és csak úgy képes a felszínre, vagy a nagyobb földalatti terekbe jutni, ha ki tud lépni a kristályok és a talaj szemcséinek pórusai közé. [9.]

A radon alfa-bomlással keletkezik a ²²⁶Ra-ból:

 





 Rn He

Ra ²²²₈₆ ⁴₂

226

88 (1)

Rádium bomlásakor a szilárd fázisban keletkező radon egy része kerül csak ki a pórustérbe vagy becsapódik a szemközti szemcsébe a visszalökődés miatt, a többi része a szilárd fázisban marad, és ott bomlik tovább.

Ezek után a radon mozgását két fizikai folyamat határozza meg:

 a diffúzió, mely a koncentrációkülönbségen alapul,

 a pórusokat kitöltő közeg (folyadék, gáz) mozgása, amely magával viszi a radont (konvekció).

Ezt a pórustérbe kerülést nevezzük emanációnak (ε).

ε = pórustérbe kijutott radon/kőzetekben keletkezett radon (2) Az emanációt befolyásoló tényezők a következők (elsősorban talaj minőségi paraméterek) :

 Szemcseméret

 Porozitás

 Nedvességtartalom

 Sűrűség

 Ra-eloszlás

A légtérbe kiáramló radon fluxusa (exhaláció) az egységnyi felületen, egységnyi idő alatt kiáramló radon aktivitása. Az exhaláció mértékegysége Bq/m²s. [9.]

Az exhalációt közvetlenül és közvetve befolyásoló tényezők:

 a pórusközti tér radon-koncentrációja,

 a talaj gázáteresztő képessége,

 a talaj nedvességtartalma,

 a talaj szemcseszerkezete,

 az emanációs tényező,

 a napszak,

 az évszak,

 az időjárási viszonyok,

 árapály effektus.

Látható, hogy a rádium jelenléte adott területen még nem feltétlenül jelenti a légtéri radon-koncentráció megnövekedését, hiszen ez függ az emanációtól és exhalációtól, amit igen sok más tényező befolyásol. [9., 6.]

Mivel a radon a talajban és a kőzetekben található rádiumból keletkezik, az atmoszférába jutó radon legnagyobb része a talajból származik. A másik, bár kevésbé jelentős forrás a talajvíz. Amint az a 4. táblázatból kitűnik, az egyéb radon források szinte elhanyagolhatóan kis százalékban járulnak hozzá a koncentrációhoz.

4. táblázat: A légköri radon forrásai [2.]

Forrás Atmoszférába kerül

(Bq/év) Százalékos megoszlás

Talaj 7,4x10 ¹⁹ 79%

Talajvíz 1,85x10 ¹⁹ 19,7 %

Óceánok 1,11x10 ¹⁸ 1,18 %

Foszfát maradványok 1,11x10 ¹⁷ 0,12 %

Urán gyártás salakanyaga 7,4x10 ¹⁶ 0,079%

Szén maradványok 7,4x10 ¹⁴ 0,00079 %

Természetes gáz 3,7x10 ¹⁴ 0,000395 %

Szénégetés 3.7x10 ¹³ 0,0000395 %

1.2.2. Talaj mint radonforrás

Az atmoszférába jutó radon közel 80 %-a föld felső rétegeiből származik. A ²²²Rn különösen laza talaj esetén, akár 1-3 méter mélységből is kiáramolhat. Különböző méréseket végeztek a radon, toron koncentráció mélység összefüggésének vizsgálatára, úgy találták, hogy vertikális gradiens figyelhető meg, a talajgáz radon, toron koncentrációjának maximuma 1 méternél található. Mennyiségét a ²²⁴Ra és ²²⁶Ra határozza meg, és mivel e

két izotóp az uránból és a tóriumból keletkezik, ez utóbbiak aktivitáskoncentrációja határozza meg. Az urán, tórium a legtöbb kőzetben jelen vannak, általában nyomnyi, néhány g/t mennyiségben. A tórium általában 3-szor nagyobb koncentrációban található meg, de nagyfokú eltérések lehetnek. Meghatározó e tekintetben a kőzet típusa és kémiai összetétele. Üledékes kőzetekben, mészkőben és homokkőben általában kicsi a koncentráció, hasonlóképpen bázikus vulkáni kőzetekhez. Ezzel ellentétben a savas vulkáni kőzetekben nagyobb mennyiség található, néhány ásványban pedig különösképpen feldúsulhat. A Föld magjához közeledve az U és Th mennyisége a mélység függvényében csökken.

A radon a kőzetszemcsékben elhelyezkedő rádiumatomokból alfa bomlással keletkezik, majd az energia- és lendület megmaradás törvényei szerint visszalökődik. A visszalökődött radon atom kinetikus energiája 86 keV, átlagos úthossza kőzetszemcsében 20-70 nm, vízben 100 nm, levegőben 63 m.

5. táblázat: A radon előfordulása (zárójelben extrém magas értékek szerepelnek) [2.]

Előfordulási hely Aktivitás-koncentráció (kBq/m³)

Talajban 1 méterre 5,0 - 22,0

Szabad levegőn

(Szárazföld felett) 2-10·10^-3

(Óceán felett) 2-22·10^-5

Földgázokban 10·10^-3-54

Vizekben 10·10^-5-10

Zárt helységekben 0,002-0,5 (100)

Uránbányákban 10·10 ³

Szénbányákban 0,2-0,5

Egyéb ércbányákban 0,1·10 ³

Radonos fürdőkben 0,37-4,44 (55)

Alagutakban 0,1-2,22

1.2.3. Radon az épületekben

A szabad levegőn mérhető radonkoncentráció általában olyan alacsony értékű, hogy problémát nem okoz, zárt térben, különösen bizonyos építőanyagokból épült házakban, ill. pincehelységekben azonban feldúsulhat. Az első beltéri radon méréssorozatot 1956-ban közölték, amely magas radonszinteket mutatott ki néhány

olyan házban, amelyet nagy rádiumtartalmú agyagpalát tartalmazó betonból építettek.

[10.]

A csaknem 20 évvel későbbi, több ország lakásaiban végzett radon-felmérések kimutatták, hogy a lakásokban a radonszint rendkívül széles tartományokban mozog, néhány Bq/m³-től egészen 10000 Bq/m³-ig terjedhet, a szabadban mért értékeknél általában 400-500 %-kal magasabb.

A radon többféle módon juthat az ember környezetében található zárt terekbe:

 Radon kiáramlás a talaj felső rétegéből, ha kijutott a pórusközi térbe

 A magas rádiumtartalmú építőanyagokból

 Szellőzés révén a külső levegőből is kerülhet beáramlás során

 Radon felszabadulás vezetékes földgáz és ivóvízrendszerből

A legjelentősebb hányadot az első két kijutási forrás jelenti, amit a 4. ábra és a 6.

táblázat mutat be.

4. ábra: A lakóhelyi radon különböző forrásai 6. táblázat: Radon források átlagos megoszlása az épületen belül [11.]

Radonforrás %-os megoszlás

Földgáz Víz

Külső levegő Építőanyag + talaj

3,9 5,2 13 77,9

Egyes építőanyagok (pl. salakok) rádium koncentrációja is magas értéket érhet el, s az ezek felhasználása során a légtérbe jutó radon szintén nem elhanyagolható. Az építőanyagok szerepe kettős: egyrészt sugárforrást jelenthetnek, másrészt a külső sugárzást leárnyékolhatják. A masszív, téglából, kőből, betonból készült házak a külső sugárzást hatásosan elnyelik és az épületben várható dózisteljesítményt - egyebek mellett - az építőanyagokban lévő természetes eredetű radioizotópok koncentrációja határozza meg.

Melegítés vagy a fajlagos felület növelésének hatására, pl. zuhanyozáskor a vízben oldott radon egy része diffúzióval a légtérbe kerül, kismértékben megnövelve ezzel a sugárterhelést. A felhasználásra kerülő vizek radonkoncentrációjának világátlaga 10³ Bq/m³.

A főzésre felhasznált földgáz égéstermékei a benne található radonnal együtt a levegőbe kerülhetnek, ezáltal növelve a radon aktivitáskoncentrációt. 2.]

1.2.4. A radon egészségügyi hatása

A radon egészségkárosító hatása nem annyira a radon, hanem elsősorban a rövidéletű bomlástermékeinek belégzése révén jelentkezik. A belélegzett radon nagy része ugyanis a kilégzés során el is távozik a szervezetből, ám a keletkező bomlástermékek a levegő aeroszol részecskéire abszorbeálódhatnak. Ezek a radon bomlásából keletkező polónium, ólom, bizmut izotópok, melyek közös jellemzői, hogy radioaktívak és felezési idejük fél óránál rövidebb. Ezek a fématomok tapadnak hozzá a levegő apró porszemcséihez, majd ezekkel együtt lélegezzük be őket. A porszemcsék egy része a tüdőben, elsősorban az elágazásoknál megtapad és az aeroszolokhoz tapadt és itt elbomló leányelemek által kibocsátott alfa és/vagy béta sugárzások a tüdő hámsejtjeit károsítják. A tüdő egyes sejtjei eltérő mértékben érzékenyek. A hörgők elágazásainál megtapadt részecskék például a hörgőhám rendkívül érzékeny osztódó sejtrétegét, illetve a kiválasztó sejteket és ezek sejtmagjait bombázzák alfa- részecskékkel.

A bomlástermékek belégzéséből eredő sugárterhelés megnöveli a tüdőrák kialakulásának valószínűségét, mely az esetek túlnyomó többségében halálos

kimenetelű. A tüdőrák kialakulásának megnövekedett kockázatát alátámasztja a betegség rendkívül gyakori előfordulása az urán- szén- és ércbányászok körében, valamint számtalan állatkísérlet. Tapasztalatok alapján a néhány 100 mSv effektív dózisnál nagyobb radon sugárterhelés esetén a tüdőrák kialakulásának valószínűsége arányosan növekszik a sugárterhelés mértékével.

A radon kockázatát tovább fokozhatja a dohányzás. A cigaretta és a radon egymás hatását kölcsönösen felerősítik. A rák kialakulásának esélye akár 1500 %-kal is növekedhet. Ennek oka, hogy a füst képes megkötni a radon leánytermékeit és akár több órán át levegőben tartani. A radon és cigarettafüst „halálos párosa” minden jelenlévőre egyformán veszélyes, nemcsak a dohányzóra. [12., 13.]

A szervezet más részeibe a tüdőből a véráramon keresztül juthat el a radon illetve a nem kötött leányelemek, így tehát tulajdonképpen az egész szervezet szennyeződhet. A belégzésen kívül súlyos ártó hatása lehet még a magas radon tartalmú ivóvizek elfogyasztásának, mely szintén jól becsülhető sugárdózist jelent a gyomor számára. Ezenkívül a bőrfelületet szennyező radon bomlástermékei a bőrhám osztódó sejtjeit károsíthatják. 14., 15., 10.

Az ionizációs sugárzásoknak, alapvetően kétfajta biológiai hatása lehetséges:

sztochasztikus, illetve determinisztikus hatás.

1.2.4.1.Determinisztikus hatás

A determinisztikus hatások csak nagy dózisoknál lép fel, ilyen jellegű sugárterhelés a radon esetén csak nagyon extrém körülmények között léphet fel, így ezzel itt nem foglalkozom.

1.2.4.2. Sztochasztikus hatás

Sztochasztikus hatásoknak nevezzük azokat a hatásokat, amelyek valószínűségi jellegűek. Tehát adott dózis esetén megmondható a sztochasztikus hatások fellépésének valószínűsége, vagy gyakorisága egy nagyobb népesség esetén, de soha nem mondható

meg, hogy konkrétan kinél lépett fel az adott hatás a sugárzás miatt. Ezek a hatások ugyanis többlet sugárzásnak nem kitett populációban is gyakran előfordulnak.

5. ábra: A sztochasztikus hatás súlyosságának függése a dózistól [16.]

Az átlagos természetes háttérsugárzás (kb. 2,4 mSv) nagyságánál kisebb többletterhelés is megnövelheti a sztochasztikus hatásokat - a daganatokat és örökletes károsodásokat.

A radon sztochasztikus hatását először uránbányászok körében ismerték fel, akik több ezer Bq/m³ aktivitású levegőt lélegeztek be a bányában. A tapasztalatok szerint 500 Bq/m³ aktivitású munkahely 0,3 %-kal növelte a tüdőrák kockázatát.

Az Egészségügyi Világszervezet (WHO) már 1988-ban megállapította a radonnak és bomlástermékeinek rákkeltő hatását. Több nemzetközi tanulmány szerint 400-600 Bq/m³ radonkoncentráció felett egyértelműen kimutatható a kockázat növekedése. [17.]

1.2.4.3. Hatás összefoglalás

Fontos és mindeddig megválaszolatlan kérdés, hogy alacsony dózisok esetén létezik-e egy küszöbszint, mely alatt a sugárzásnak nem tulajdoníthatunk káros hatást, vagy pedig minden sugárzási szint, a mértékével arányos kockázati tényezőt jelent. Más szóval, lehet-e extrapolálni a magasabb dózisoknál tapasztalható egészségügyi kockázatot egészen a 0 szintig. Ha így teszünk, akkor ugyan a maximális biztonságot

tarthatjuk szem előtt, viszont fölösleges terhet okozhatunk a társadalomnak. Ha küszöbszintet határozunk meg, akkor pedig a maximális biztonság elve sérül. Az ALARA-elv (As Low As Reasonably Achieveable = legkisebb sugárterhelésre való ésszerű törekvés) a fenti dilemmára próbál elfogadható megoldást kínálni. Azt javasolja, hogy olyan alacsony szintet válasszunk, ami az adott ország társadalmi-gazdasági szintjének megfelelő, teljesíthető.

Az alacsony dózisok hatásait vizsgálva több ízben felmerült, hogy kis mértékű sugárzás még előnyös hatású is lehet. Pozitív tapasztalatok vannak magas Rn koncentrációjú helyeken –pl. fürdőkben- rövid ideig folytatott kezeléseket illetően. Ezt azzal magyarázzák, hogy a sugárzás a védekező mechanizmust stimulálja és alacsony szint esetén ez dominál a károsító hatással szemben. [18.]

1.2.5. Szabályozások

1.2.5.1. Nemzetközi szabályozások

A WHO (World Health Organisation-Egészségügyi Világszervezet) első alkalommal 1979-ben közölt egy tanulmányt a lakóterek levegőjében található radon lehetséges egészségügyi hatásairól. Közel tíz évvel később a radont emberre nézve rákkeltőnek minősítették, majd az 1990-es évek elején nemzetközi összefogás jött létre a radon expozíció ellenőrzésére, és az egészségügyi kockázatok becsléseire és közléseire.

2009-ben a WHO kiadványt tett közzé, amely számos, eddig ismert fizikai, méréstechnikai és biológiai adatot foglal össze. [19.]

A radon expozíciónak tulajdonítható lakossági tüdőrák előfordulási gyakoriságának csökkentése érdekében javasolja, hogy a belső terek levegőjében a referencia szint 100 Bq/m³ legyen. Természetesen ez több országban betarthatatlan a geológiai, gazdasági, szabályozási viszonyok miatt, így azt javasolja, hogy ott ez az érték ne haladja meg a 300 Bq/m³ értéket. Munkahelyek esetén a kezdetektől fogva elfogadott érték az 1000 Bq/m³-es radon aktivitás koncentráció.

Az ICRP (International Comission on Radiological Protection-Nemzetközi Sugárvédelmi Bizottság) 1993 óta foglalkozik ezzel a problémával, ekkor adta ki 65.

számú Közleményét, ami lakásokra 200-600 Bq/m³ értéket adott meg cselekvési

szintnek, munkahelyek esetén még 500-1500 Bq/m³ a cselekvési szint. [15.] Ez a szabályozás a korábbi, bányászoknál előfordult rákstatisztikán alapult. A 2007-ben megjelenő 103-as ajánlásban [20.] az intervallumot megszüntette és csak a 600 Bq/m³ értéket jelölte meg mint cselekvési szint. A lakossági rákstatisztikák feldolgozása alapján 2009-ben az ICRP egy közleményt adott ki, amelyben lakóépületekben 300 Bq/m³-re csökkentette a javasolt cselekvési szintet. Munkahelyek esetén 1000 Bq/m³ lett a cselekvési szint. [21.]

Az EU ajánlások az évek során nem a radonra, hanem a leányelemeire vonatkozóan hozta meg direktíváit. Munkahelyi cselekvési szintet nem ad meg, de lakóházak esetében bevezeti a cselekvési szintet, amely új házak esetében 200 Bq/m³, régi házaknál 400 Bq/m³.[22., 23., 24.] Ennek újra szabályozása jelenleg folyamatban van.

Az IAEA ajánlásaiban szintén a leányelemekre vonatkozóan adja meg adatait, az IBSS biztonsági szabályzatában munkahelyek esetén 1000 Bq/m³-es cselekvési szintet, lakóhelyek esetén 200-400 Bq/m³-es értéket ad meg,, az újabb kiadás készülőben van.

[25.]

1.2.5.2. Magyarországi szabályozás

A Magyarországon 1996-ben életbe lépett CXVI Atomenergiáról szóló törvény [26.], majd 2000-ben a 16/2000. (VI. 8.) EüM rendelet az atomenergiáról szóló 1996.

évi CXVI. törvény egyes rendelkezéseinek végrehajtásáról. [27]

Ez munkahelyekre éves átlagban az 1000 Bq/m³ –es radon-koncentráció értéket, mint cselekvési szintet határozza meg. A sugárterhelés egymást követő 5 naptári évre összegezve nem haladhatja meg a 100 mSv effektív dózist. Az effektív dózis egyetlen naptári évben sem haladhatja meg az 50 mSv értéket. Továbbá, amennyiben a sugárzási szint mértéke indokolja, az Országos Tisztiorvosi Hivatal elrendeli az egyéni sugárterhelés rendszeres ellenőrzését és meghatározza annak módját Az ajánlott 0,4-es egyensúlyi faktorral és az ICRP65 (7,910^-9 Sv/Bqhm^-3) dóziskonverziós tényezőjével számítva, 1000 Bq/m³-es radon-koncentráció 6,3 mSv/év sugárterhelést jelent. A rendelet ezenkívül kimondja, hogy minden földalatti munkahelyen 2003 január 1.-től

ellenőrizni kell a radonkoncentrációt, hogy az ott dolgozók ill. turisztikai, gyógyászati barlangok esetén a látogatók sugárterhelése ne haladja meg a fenti értéket.

A lakásokra, lakóépületekre vonatkozóan eddig nem jelent meg egyetlen ajánlás, cselekvési szint sem. Az átlagos radon aktivitás koncentráció értéke a világon 41 Bq/m³, Magyarországon 42-136 Bq/m³ közötti érték. Munkám során így a nemzetközi ajánlásokhoz hasonlítottam a mért értékeket, valamint a falvak elemzésekor Tóth Eszter 1999-ben megjelent munkájának átlagához. [28.]

1.2.6. Radon felmérések rövid áttekintése

Az utóbbi eltelt évtizedekben a radon egészségügyi hatása a figyelem középpontjába került, ezzel együtt a világ számos pontjában radon mérési kampányok indultak. A lakótéri radon mérésekkel az 1950-es évektől kezdtek el foglalkozni, míg az első kiterjedtebb felméréseket Európában, Amerikában és Japánban végezték.

Elsőként Svédország készítette el az ún. radon rizikó térképét, a méréseket kezdetben védelem nélkül, majd később szűrővel ellátott nyomdetektorokkal végezték.

A második évezred elejéig közel 350 ezer lakást vizsgáltak meg, ennek közel 15%-ában haladta meg a radon szint a svéd a már megépült épületekre vonatkozó cselekvési szintet jelentő 400 Bq/m³-t. A legmagasabb értékek elérték a 40000 Bq/m³ radon aktivitás koncentrációt, de a nagyszámú minta átlaga családi házak esetén 140 Bq/m³, míg lakások esetén 75 Bq/m³ értéknek adódott. [29.]

Hazánkban Tóth Árpád már az 1970-es években elkezdte vizsgálni a lakótéri radonkoncentrációt. Az ATOMKI és az OSSKI 1985-87 között közösen végzett méréseket 122 házban. A vizsgált lakóépületekben 2,5 éven keresztül mértek háromhavi ciklusokban pohárba ragasztott LR-115 nyomdetektorral. Az eredmények (1220 mérési adat) aritmetikai átlaga 55,2 Bq/m³, mediánja 42,1 Bq/m³ értékű lett. [30.]

Az OSSKI később 1993-94 között további 1000 lakóteret vizsgált meg, amelyeknek 16%-a volt 200 Bq/m³-t, míg 1,5%-a 600 Bq/m³-t kitevőket javítsd át meghaladó radon aktivitás koncentráció szintű. A radonkoncentráció értékek aritmetikai átlaga 128 Bq/m³ , a populációval súlyozott átlaga 107 Bq/m³ volt. [31.]

A 2006 - 2007 közötti időszakban Hámori Krisztián és Tóth Eszter által vezetett országos radon felmérés során 2976 épületben vizsgálták az éves radonkoncentrációt, melynek geometriai átlaga 136 Bq/m³ volt (18-1567 Bq/m³ között). [32.]

Eközben Európában a szomszédos Ausztriában 1992 és 2001 között több mint 16000 lakóteret mértek fel radon aktivitás koncentráció meghatározásával, átlaga 102 Bq/m³ volt és a legmagasabb érték 11000 Bq/m³ (Tirol tartományban). [33.]

Számos olyan országban is indult radon felmérés ahol korábban nem történt még meg:

India öt államában 1997 és 2000 között végzett felmérések összegzéseként megállapították ezen államok aritmetikai átlagát, ami 37-66 Bq/m³ érték lett. [34.]

A méréseket LR-115 nyomdetektorral végezték, melyeket évszakonként, háromhavonta cseréltek. A legmagasabb aktivitás koncentrációkat a téli és az esős hónapokban mérték.

Kínában is végeztek felméréseket, 261 házban 4x3 hónapos mérési sorozattal, amely alapján megállapították az átlagos radon aktivitás koncentrációt, 111 Bq/m³. [35.]

A mérés során CR-39 típusú szilárdtest nyomdetektorokat alkalmaztak, a négy évszak radonkoncentráció eredményei szignifikánsan eltértek egymástól. A nyári és az őszi időszak értékei magasabbak voltak, mint a tavaszi és a téli időszak adatai.

Az európai országokban végzett radon felmérések összefoglaló adatait a 7. táblázat tartalmazza.

7. táblázat: Európai országok felmérései az XX. század végén [36.]

Ország Vizsgált lakóterek

száma

Mérési időszak

Radon aktivitás konc. átlag

(Bq/m³)

Geometriai átlag (Bq/m³)

Belgium 300 1984-1990 48 37

Csehország 1200 1982 140 -

Dánia 496 1985-1986 47 29

Finnország 3074 1990-1991 123 84

Franciaország 1548 1982-1991 85 52

Németország 7500 1978-1993 50 40

Írország 1259 1985-1989 60 34

Olaszország 4866 1989-1994 75 62

Luxemburg 2500 1991 - 65

Hollandia 1000 1982-1984 29 24

Norvégia 7525 1987-1989 60 32

Portugália 4200 1989-1990 81 37

Spanyolország 2000 1988-1989 86 43

Svédország 1360 1982-1992 108 56

Svájc 1540 1982-1990 70 -

Anglia 2093 1986-1987 21 15

1.2.7. Radon előfordulása barlangokban

Barlangokban, mint minden oldalról kőzetekkel körülvett terekben magas radonszintekre lehet számítani. Karsztos kőzetekben (mészkő, dolomit, só) kialakuló barlangok kőzeteiben az urán radioaktív bomlási sorában keletkező elemek a kőzetben maradnak, feldúsulhatnak, illetve tovább mozoghatnak. A radon azért is fontos ebből a szempontból, hiszen gáz halmazállapota révén a kibocsátási forráshoz képest nagy távolságokat tehet meg. A barlangok repedéshálózatára a nagy felület és a kis légtérfogat a jellemző, ezért ezekben a repedésekben nagy radon-koncentráció léphet fel.

A barlangok radonszintje, amely leggyakrabban a néhány kBq/m³-től a több tíz kBq/m³-ig terjedő tartományba esik, tipikus példa arra, hogy relatíve alacsony radionuklid tartalmú terekben is kialakulhatnak anomális radonszintek. A hazai barlangok karsztosodásra hajlamos karbonátos kőzetekben találhatók, amelyek általában a földkérgi átlagnál alacsonyabb radionuklid tartalmúak. A barlangi levegő ennek ellenére viszonylag magas radon-koncentrációja a légtér zártságának, a gyakran csekély mérvű légcserének és a barlang sajátos légáramlási rendszerének együttesen köszönhető. További jellemzője a barlangi radonszinteknek, hogy a meteorológiai paraméterek (hőmérséklet, nyomás, páratartalom) változásaira érzékenyen reagálnak.

Ezért sem mindegy az, hogy milyen barlangot (terápiás-barlangok, idegenforgalmi barlangok) mikor látogatják az emberek. A radonszintet befolyásolja még a kőzetbe szivárgó víz is, hiszen a repedésekben feldúsulhat az átáramló levegő és víz széndioxiddal és radonnal a kőzet minőségétől és áramlási paramétereitől függően.[37.]

A barlangi radonszint azonban függ a barlang típusától is, attól függően hogy hegylábi sajátosságokat, vagy a zsákszerű barlangokra jellemző tulajdonságokat mutat-e a vizsgált rendszer.

1.2.7.1. A barlangok osztályozása

A barlangok a légáramlás és a barlangi levegő minősége szerint három osztályba sorolhatók:

 hegyláb típusú barlangok,

 zsákszerű barlangok,

 inverz működésű barlangok.

1.2.7.2. Hegyláb típusú barlangok

Ezeknél a barlangoknál a legfőbb jellemző az, hogy a bejárat a barlang járataival azonos szinten helyezkedik el. A radonszint változás szempontjából nyáron magas, télen alacsony radonszint mérhető. A radonkoncentráció változásának éves menete együtt fut a felszíni hőmérséklet alakulásával. Ezek a fő tulajdonságok a következőképpen magyarázhatók: a radon termelődését a karsztbeli üreg felületének nagysága, elbomlását a térfogata határozza meg. A szűk repedésrendszer felület/térfogat aránya jóval nagyobb, mint a tágasabb barlangjáraté, így a repedésrendszerben magasabb szinten áll be a radioaktív egyensúly a radon keletkezése és bomlása között.

Télen a bejáratokon át elhanyagolható radon-koncentrációjú felszíni levegő áramlik a barlangba, így felhígítva az ott kialakuló radonszintet. Nyáron a levegő a repedésrendszer irányából érkezik a barlangba, nagymennyiségű radont szállítva megemeli a légmozgások nélkül kialakuló radonszintet. [37.,9.]

Ezeknél a barlangoknál jellemző még az időszakosan eltérő huzatirány és a jól szellőzöttség is. Ilyen típusú barlangok (Aggtelek, Tapolcai Barlangok), méréseim során a Tapolcai Tavasbarlang adatait elemeztem ki.

Az ilyen barlangok bejáratánál a nyomásváltozás egy összefüggéssel adható meg:

Δp = -g · Δh · ρkülső · (ΔT/T) (3) ,ahol:

Δp - a belső és külső tér közötti nyomáskülönbség [hPa]

g - gravitációs állandó [m/s²]

Δh - mérési pontok magasságkülönbsége [m]

ρkülső -külső levegősűrűsége [kg/m³]

ΔT -a belső és külső tér közötti hőm. Különbség [°C]

T -a külső levegő hőmérséklete [°C]

Összefoglalva a hegyláb típusú barlangokra jellemző, hogy télen befelé, nyáron kifelé áramlik a levegő a barlang bejáratánál, a hőmérsékletkülönbségeknek megfelelően, ennek megfelelően nyáron magas és télen magas radon aktivitás koncentrációkat tapasztalhatunk. [37.]

Az általam vizsgált barlang a Tapolcai Tavasbarlang hazánk egyik népszerű turista barlangja.

1.2.7.3. Tapolcai Tavasbarlang

A Kórház-barlang mellett Tapolca másik nevezetessége a Tavas-barlang, amely egyrészt hidrológiai értelemben, másrészt feltárásának történetével is összefügg a Kórház-barlanggal. Az 1900-as évek elején szintén kútásás közben jutottak be első üregeibe, amikor a városi kórház vízellátásának megoldásán dolgoztak. A Tavas- barlangban már a 20. század elején gyógyítottak orvosi irányítás nélkül szamárköhögéses gyerekeket, majd a 60-as évek elején terápiás vizsgálatokat végeztek, ami biztató eredményeket adott, de helyszűke miatt a kórház alatti barlang is előtérbe került, ahol is a mérések kedvezőbb adottságokat bizonyítottak. [38.]

A Tavasbarlang vízutánpótlása két úton történik, amely egyben magyarázatot ad a járatok kialakulására is. A fiatal szarmata mészkő a 210-230 millió éve képződött felső-triász dolomitra támaszkodik, amelyből hideg karsztvizek érkeznek a Tapolcai- medence térségébe. Ugyanez a dolomit a felszín alatt több száz méterrel lejjebb is megtalálható, ahol - a medence tájképét alapvetően meghatározó - napjainkra kihunyt tűzhányók utóvulkáni működésének köszönhetően az oda lejutó víz kb. 40 ^oC-ra felmelegszik, majd repedéseken keresztül feláramlik. E két forrásból származó, egymással keveredve immár 18-20 ^oC-os víz alakította ki a járatokat, amely a mára már nagyrészt száraz Kórház-barlang felől, északi irányból áramlik lassan a Malom-tó forrásai felé. A számos forrásszájon - a jégkorszakok óta - feltörő víz összefolyva a Tapolca-patakot táplálja. Az 1800-as évek végén medrét a felső szakaszon duzzasztással szélesítették ki. Így jött létre maga a Malom-tó, és a duzzasztás következtében csónakázhatóvá vált a Tavas-barlang. A barlang látogatható része a 6. ábrán látható, a fehér és világoskék részek bejárhatóak gyalogosan és csónakkal. Az elmúlt év végétől

idén áprilisig felújítási munkálatok folytak a barlangban, ennek eredményeként megszűntették a kőzetstabilitási problémákat és kicserélték az elektromos világítási rendszert is.

6. ábra: A Tapolcai-tavasbarlang alaprajza [39.]

A barlangba való lejutás egy felszíni épületből történik, ebben az épületben helyezkednek el az itt munkát vállaló személyek kiszolgáló helyiségei (öltözők, mosdóhelységek, pénztár, tartózkodó, stb.).

1.2.8. A települések bemutatása

1.2.8.1. Bakonycsernye leírása

Bakonycsernye Fejér és Veszprém megye határán helyezkedik el a Móri árokban, területe 3813 hektár, lakosainak száma 3300. A Gaja patak völgyében fekszik, mintegy 5 km hosszan lenyúlva ez Fejér megye legnyugatibb helysége.

Nyugatról a Tési fennsík karsztja emelkedik a magasba, a Gaja patakot löszdombság keretezi. A 20. században élénk bányászattal rendelkezett, szenet bányásztak a kisgyóni, majd balinkabányai szénbányák. A bányászat megszűnése után a szénbányászat emlékének megőrzése céljából szabadtéri Bányász Emlékparkot hoztak létre 2004-ben.

7. ábra: Bakonycsernye (Civertan)

1.2.8.2. Nádasdladány leírása

A település szintén Fejér megyében fekszik a Sárvíz déli peremén, területe 2635 hektár, lakosainak száma 2006-ban 1885 fő.

Területe két felszíntípus határán áll, északon a Sárrét területe hordalékos talajjal, míg délen a Pannónia táblás szerkezetű. Tízezer éve itt az akkori Bakonyból lezúduló esővíz egy tavat képzett a területén, amely 5-7 ezer éve elláposodott, eredményeképpen pedig az elpusztult szerves anyagokból két-három méter vastag tőzegréteg jött létre. A község talaja változatos, néhol homokos, kavicsos vagy agyagos, a felszín alatti rétegekben pedig az agyag és a tőzeg a gyakori talajépítő. [40.]

Ezt az agyagot és talajt a helyiek évszázadokon át bányászták, belőle vályog- majd később agyagtéglát készítettek, ezt használva építőanyagként.

A téglagyártás megszűntével, az eltelt 20-30 évben a község épületei nagyrészt nem innen származó téglából épülnek.

8. ábra: Nádasdladány a Nádasdy kastéllyal (Google Earth térkép).

1.2.8.3. Ajka leírása

Ajka városa Veszprém megyében fekszik, területe 9505 hektár, lakosainak száma 29500 fő. A város a Bakonyt északi és déli részre osztó törésvonal mentén, a Kisalföld keleti szélén terül el, Több kis patak folyik át a városon: a Torna- és a Csinger-patak a belterületen, míg a Széles víz, Csigere- és Polányi-patak a település határain. A városban mesterségesen létrehozott Csónakázó-tó található.

A városba a 20. században sok ipar települt, ezek egy része a rendszerváltáskor megszűnt vagy átalakult, ám még most is jelentős az ipar a település életében.

9. ábra: Ajka városa madártávlatból (Horváthné Bognár Edit -2010)

Azért esett a választásom erre a városra, mert már korábban sok épületét, lakását vizsgálták radiológiai mérések segítségével.

1.3. Radon és bomlástermékei koncentrációjának meghatározása

1.3.1. A radon mérési módjai

1.3.1.1. A radon mérése közvetlen módon

Ebben az esetben a radonból származó alfa-részecske kerül mérési detektálásra, általában a bomlástermékekből (²¹⁸Po, ²¹⁴Po) származó alfa-részecskékkel együtt, amit a radon-koncentrációjának kiszámítása során figyelembe kell venni.

Az alfa részecskék detektálásának alapvető nehézsége a rövid hatótávolság. Ezért biztosítani kell azt a lehetőséget, hogy a radonból és leányelemeiből származó alfa- részecskék eljussanak a detektor felületére. Előnye a nagy fajlagos ionizációs képesség, amely így ha az alfa-részecske már bekerült a detektor érzékeny terébe, akkor ott energiáját leadja, vagyis 100%-os valószínűséggel kölcsönhatásba lép a detektor anyagával. [7.]

1.3.1.2. A radon mérése közvetett módon

Radon aktivitás koncentrációjának meghatározása ekkor a bomlástermékeinek kibocsátott alfa-, béta- gamma-sugárzásának detektálása alapján történik. Ezt csapdázási módszernek is hívják, mivel a mérés azon alapul, hogy a gáz halmazállapotú radonból keletkező szilárd fém bomlástermékek bizonyos eljárással egy adott felületen felfoghatók, majd egyszerűen mérhetők. Ilyen eljárás lehet a leányelemek nagyfeszültségű térrel való elkülönítése, az aktívszenes, és a két filteres eljárás.[7., 41., 42.]

1.3.2. Radon mérési módszerek

A radonkoncentráció az időjárástól és az évszakoktól függően, de még a különböző napszakokban is változik. Attól függően, hogy átlagterhelést akarunk mérni vagy a folyamat dinamikájának követése a cél, különböző detektálási módszerek között választhatunk.

Ezek három csoportba sorolhatók:

 pillanatnyi mintavételes módszer

 folyamatos mérés

 integrális mérés

1.3.2.1. Pillanatnyi mintavételes mérési módszer

Ezzel a módszerrel általában csak tájékoztató jellegű adatokhoz lehet jutni, hiszen egy szoba légterének, vagy forrás vizének radon-koncentrációja folyamatosan változik, ezért jelen módszer a radon előfordulásának nagyságrendi behatárolására lehetséges. Erre a célra leggyakrabban a Lucas cellával felszerelt eszközöket használják.

1.3.2.2. Folyamatos mérési módszer

Az ún. folyamatos mérési módszer alkalmazásakor már adatok nyerhetők a radon napi változásait illetően. Ez általában óránkénti átlagokból áll, de más időbeli

átlagok alkalmazása is előfordulhat. Hosszú távú (egész éves) mérésekre ritkán alkalmazzák, mivel az ekkor alkalmazott mérőeszközök igen költségesek. Erre a célra félvezető detektorral, ionizációs kamrával, szcintillációs cellával felszerelt eszközök használatosak.

1.3.2.3. Integrális mérési módszer

Ekkor a kiválasztott mérési ponton kerül elhelyezésre a radon detektor, és hosszabb időn keresztül (több hétig, hónapig) gyűjti a radontól származó változásokat.

A mérési periódus végén a detektorokat összegyűjtése és kiértékelése következik. A kiértékelés során kapott eredmény arányos a mérési időszak alatt a detektor terébe jutó radon-koncentráció időintegráljával.

Az integrális radon mérések kiküszöbölik a pillanatnyi mintavételen alapuló mérések legnagyobb hátrányát, az időbeli változást. Mindazonáltal az integrális radon mérések eredményei is jelezhetnek szezonális ingadozásokat.

Az integrális radon mérések céljára az olyan detektorok jöhetnek szóba, amelyek nagyszámban kihelyezhetőek és felügyelet nélkül hagyhatók, következésképpen kisméretűek, olcsók és egyszerűek. A legelterjedtebben használtak ilyen célra a nyomdetektorok, illetve az elektret detektorok.

1.3.3. Alkalmazható detektorok

1.3.3.1. Szcintillációs rendszer

A Lucas-cella egy kamra, amelynek a belső felülete vékony ezüsttel szennyezett cink- szulfid réteggel van bevonva. A cellában bomló radon (és leánytermékei) által kisugárzott és a belső falat elérő alfa-sugárzás hatására a ZnS(Ag)-rétegben fényfelvillanás történik, amit a kamrával összekapcsolt fotoelektronsokszorozó mérhető elektromos jellé alakít át. A hátránya, hogy a leányelemek kontaminációja miatt a cella ismételt felhasználása csak a lecsengés ideje után lehetséges, és a ZnS-réteg felületén megkötődött hosszú felezési idejű radon leánytermék kontaminációja miatt a ZnS-réteg időnkénti cseréje is szükséges. [17.]

1.3.3.2. Ionizációs kamra

Az ionizációs kamránál nem kell speciális töltőgáz, a radon tartalmú levegő közvetlenül a kamrába kerül. Ezt a gyakorlatban diffúzióval, vagy átáramoltatással biztosíthatjuk. Fontos, hogy a kamrába csak a radon jusson be, a leányelemei legyenek kizárva. Ezt megfelelő szűrő feltéttel lehet biztosítani. Ez a módszer nagyon pontos, az érzékenység 0,5 Bq/m³ alá mehet. Mintavételes és folyamatos üzemben is alkalmazható, hátránya viszont, hogy drága. [43.]

1.3.3.3. Félvezető detektoros rendszer

Ezzel a rendszerrel történő mérés során a mérendő levegő általában szűrőn keresztül jut a mérőkamrába, a radon és leányelemeinek bomlása során keletkező alfa-sugárzás detektálható. Az összes alfa-impulzusszámból már számolható a radon-koncentráció, de egyes rendszereknél a jó felbontású spektrumból egy diszkriminátor kivágja a rövid felezési idejű ²¹⁸Po 6 MeV-es csúcsát, amit ezek után egy számlálóval regisztrálni lehet. Ez utóbbi megoldás előnye, hogy a radon-koncentráció változását aránylag gyorsan lehet követni. [6.]

1.3.3.4. Szilárdtest-nyomdetektor

Egy nemzetközileg elterjedt elnevezés és rövidítés: solid state nuclear track detector, SSNTD. A nyomdetektoros radon mérés során a detektort egy diffúziós kamrába helyezzük, ami folyamatosan gyűjti a radontól és leányelemeitől származó alfa-nyomokat.

A diffúziós kamra feladata az, hogy a nem kívánt leányelemeket távol tartsa a detektoranyagtól. Egyes megoldásokban maga a kamra anyaga a diffúziós szűrő, más detektortartóknál külön filter gondoskodik a leányelemek távoltartásáról. Ilyen alkalmazott filterek készülhetnek papírból, műanyagból és üvegszálból is.

A mérési idő lakótéri méréseknél általában 30-90 nap. A detektálás helyét gondosan kell megválasztani, mert egyes környezeti körülmények nagymértékben befolyásolhatják a kapott értékeket. A besugárzás végeztével a detektort el kell távolítani a kamrából, és radon mentes környezetben kell tartani feldolgozásig. Hogyha

a detektor a detektálás után hosszú ideig a diffúziós kamrában marad, akkor a kamra anyagába megkötődött radon (és leánytermékei) túlexponálja a detektoranyagot.

A mérőcellába jutott radon és leányelemeinek bomlása során keletkező alfa- részecskék a detektor anyagát roncsolják. A nyomok közvetlenül a mérési időszak után még nem láthatóak, azokat vegyi maratással kell láthatóvá tenni, maratószerként NaOH vagy KOH alkalmazható. A tömény lúg egyenletes sebességgel oldja a sértetlen detektorfelületet, de ahol az alfa-rész elroncsolta az anyagot, ott a maratási sebesség nagyobb. Ez a nyomok kitágulásához, megnövekedéséhez vezet, láthatóvá téve a mikroszkópos kiértékeléskor.

A következő lépés a nyomsűrűség, azaz a detektor egységnyi felületére jutó nyomok meghatározása, vagyis a nyomszámlálás, amire különböző módszerek állnak rendelkezésre.

A kép-szimulációs kiértékelés során, a mikroszkóp látómezejében látható képet különböző ismert nyomsűrűségű ábrasorozattal lehet összehasonlítani.

Az automatikus képelemzés során számítógéppel összekötött kép-analizátor végzi a kiértékelést. A detektor egységnyi felületén kialakuló nyomsűrűség a besugárzási idő alatti átlagos radon-koncentrációval lesz arányos.

Ez a módszer rendkívüli egyszerűsége, olcsósága, a filmek terepállósága, az eredmények dokumentálhatósága miatt nagyon elterjedt. Hátránya, hogy a filmek kiértékelése lassú, speciális laboratóriumi módszereket igényel. [1., 44.]

1.3.4. Leányelem mérési módszerek

1.3.4.1. Folyamatos mérési módszer

Folyamatos üzemmód esetén, a leányelemeket tartalmazó levegőminta általában alacsony térfogatárammal 0,1-1 dm³/perc értékkel áramlik keresztül egy szűrőrétegen.

A szűrőrétegen megtapadt leányelemek alfa részecskéinek detektálása félvezető detektorral történik. A detektor beállítása alapján általában 2 és 8 Mev közötti energiájú alfa-részecskéket detektál. A radon alfa-sugárzó leányelemeinek energiái ezen a sávon belül esnek. Ez az alfa-spektrometriai módszer lehetőséget ad nemcsak a radontól, hanem a torontól származó leányelemek megkülönböztetésére is.

1.3.4.2. Pillanatnyi mintavétel mérési módszer

A módszer során adott térfogatú levegőben lévő leányelemek egy szűrőrétegen kiválnak. A szűrőrétegen megtapadt leányelemek aktivitásának mérése a szűrés végeztével történik. Ezen a területen a legjobb eredménnyel Kusnetz illetve a Thomas által módosított Tsivoglou módszerek alkalmazhatók.

Kusnetz módszer: akkor érdemes használni, amikor eredményközlés során nem kell egymástól megkülönböztetni a leánytermékeket, hanem egy szumma koncentráció meghatározása a cél. Az eljárás során kb. 100 liternyi levegő mintát kell keresztül áramoltatni egy szűrő rétegen 5 perc alatt. A mintavétel után a szűrőrétegen megkötődött leányelemek összalfa-aktivitásának mérési időtartama 40 és 90 perc közé esik. Ekkor már megfelelő számlálási hatásfokú szcintillációs detektor is kiválóan alkalmazható az alfa részecskék detektálására. A mérés során a rövid felezési idejű leányelemek lebomlásából bekövetkező aktivitás csökkenésből a Kusnetz-faktorral történik a munkaszint számítása, a mérési idő figyelembe vételével.

Thomas által módosított Tsivoglou módszer: munkaszint illetve radon leányelem meghatározásra alkalmas módszer. A mintavétel módja megegyezik a Kusnetz módszernél alkalmazottal. A szűrőn megtapadt leányelemek alfa-részecskéinek vizsgálata három különböző időintervallumban történik. A mintavételtől számított 2 és 5 perc között, 6 és 20 perc, valamint, 21 és 30 perc között. A kapott eredményekből a megfelelő számítási módszerekkel a ²¹⁸Po, ²¹⁴Pb és ²¹⁴Po koncentrációja, illetve a munkaszint meghatározható. [45., 46.]

1.4. Gamma dózisteljesítmény mérése A mérés fizikai alapjai

A leggyakoribb természetes radioelemek mindegyik (²³⁸U, ²³²Th) bomlási sorozatában találhatók gamma-sugárzó izotópok. Így a ²³⁸U esetében a legfontosabb gamma- sugárzók a ²¹⁴Pb és ²¹⁴Bi, míg a ²³²Th radioaktív családban a legerősebb gamma-