SSS Statens Iff H l stråkkyddsinstitut

Transkript

1 Titelblad 1 SSS Statens Iff H l stråkkyddsinstitut Författare Dokumentets nunmer ~'a Datum ROLF FALK OCH LEIF NYBLOM Avdelning MILJÖLABORATORIET Dokumentets titel KALIBRERING AV RADONDOTTERMÄTARE Kalibreringsteknik vid filtermätningar av luftburna radondöttrar Sammanfattning En teknik för absolutbestämning av verkningsgraden hos ct-detektorer vid mätning av radondotterhalten med filtermetoden beskrivs. Tekniken som utnyttjar några av de speciella fysikaliska egenskaper som de kortlivade radondöttrarna har innebär att verkningsgraden bestäms med ett filterprov med radondöttrar insamlade på samma sätt som vid en tänkt provtagning. Härigenom undvikes många av de felkällor som förekommer vid andra kalibreringstekniker för radondotterinstrument. Tekniken som baseras på aktivitetsinnehållet i en referenslösning med radon och radondöttrar kan utgöra en grund för standard vid radondottermätningar. Nyckelord (valda av författaren) Radondöttrar, kalibrering, filtermätningar, detektorer Antal sidor 9

2 "1 KALIBRER1NG AV RADONDOTTERMÄTARE Kalibreringsteknik vid filtermätningar av luftburna radondöttrar Rolf Falk 1 ) och Leif Nyblom 1 ) Bakgrund Den under senaste åren ökande frekvensen av radondotternatningar i bostäder har också inneburit att ett stort antal olika tekniker och metoder kommit till användning för dessa mätningar. För att rapporterade uppmätta halter av radondöttrar bestämda med olika instrument ska kunna jämföras är det viktigt att instrumenten kan kalibreras på ett tillförlitligt sätt. I adon-222 ingår i en sönderfallskedja vilken börjar med uran-238 som via några andra relativt långlivade radionuklider övergår till radium- 226 innan radon-222 bildas. Radonet sönderfaller sedan vidare huvudsakligen via de kortlivade nukliderna polonium-218 (RaA), bly-214 (RaB), vismut-214 (RaC) och polonium-214 (RaC') till den långlivade bly-210 innan den stabila slutprodukten bly-206 så småningom bildas. Sönder* fallskedjan med de ingående radionukliderna är sammanställd i tabell 1. Radon-222 är en ädelgas med en ringa kemisk reaktionsförmåga som förekommer i varierande koncentrationer praktiskt taget överallt i vår atmosfär. De efterföljande kortlivade sönderfallsprodukterna vilka i vanligt tal kallas radondöttrar, återfinns därför också i vår atmosfär. Till skillnad från radonet är radondöttrarna kemiskt mycket reaktiva och kommer mycket snart att stöta ihop med och fastna på atmosfärens aerosoler eller på fasta ytor i rummet. Förhållandet mellan aktivitetskoncentrationerna i luft av de kortlivade radondöttrarna varierar och beror på faktorer som luftomsättning, partikelhalt m m. Filtermetoden Koncentrationen i luft av de fyra kortlivade radondöttrarna (RaA, RaB, RF,LN/LF 250 ex ^Fysiker vid miljölaboratoriet, Statens strålskyddsinstitut, Box 60204, STOCKHOLM

3 1 RaC och RaC') bestäms vanligtvis med någon filtermetod. Luft pumpas då genom ett filter på vilket radondöttrarna fastnar. Aktiviteten av de olika radondöttrarna på filtret vid en viss tidpunkt beror bl a på radondotterkoncentrationen i luften, provtagningens längd och mängd luft som passerat filtret. Tidssambandet mellan aktivitetskoncentrationen i luften och aktiviteten på filtret ges av exponentialfunktioner för uppbyggnad och seriesönderfall. För bestämning av de fyra kortlivade radondöttrarna (RaA, RaB, RaC och RaC') utförs mätning av filteraktiviteten under provtagningen och/ eller efter provtagningens slut. På grund av den relativt korta halveringstiden hos radondöttrarna måste mätningarna göras kort efter insamlingstidens slut. Det vanligaste sättet att bestämma aktiviteten av radondöttrar på ett filter är att mäta de a-partiklar som RaA och RaC' utsänder vid sina sönderfall. Kalibrering och kalibreringsproblem De flesta instrument kalibreras med hjälp av långlivade a-strålande preparat med känd aktivitet eller genom samtidig provtagning och mätning med ett kalibrerat instrument. Noggrannheten i en bestämning av radondotterhalt i luft med filtermetoden beror på flera faktorer. En av faktorerna är hur väl volymen kan bestämnas, en annan faktor är hur väl filtrets uppsamlingseffektivitet är känd. En tredje faktor är de osäkerheter som tillkommer vid mätning av filtrets a-aktivitet, dvs i praktiken detsamma som hur väl ct-detektorns verkningsgrad är bestämd. I det följande kommer endast den sista faktorn att behandlas. a-detektorns verkningsgrad, dvs förhållandet mellan antalet detekterade a-partiklar och antalet utsända a-partiklar ges av E a " a det I a uts och a det " <»uts ' G. e a. f a. f b. fg dvs E a " G ' e a f a f b f 8

4 1 där G * geometrifaktorn, bestämd av avståndet mellan detektor och preparat samt detektorns och preparatets storlekar ea a-detektorns egenverkningsgrad, dvs antalet registrerade pulser per antal a-partiklar som träffar detektorns känsliga volym f a = korrektion för absorption mellan preparat och detektorns a-känsliga volym f D = korrektion för bakåtspridning i preparatet f s = korrektion för självabsorption i preparatet Eftersom det är svårt att bestämma dessa parametrar var för sig används vanligen någon metod som ger E a direkt. Ett vanligt sätt är att ersätta filtret med ett a-preparat vars aktivitet är känd och homogent fördelad över lika stor yta som de insamlade radondöttrarna har på ett filter. Ett sådant a-preparat avviker dock från ett filterprov i flera avseenden som påverkar E a. e metrifaktorii, G, beror på avståndet mellan filtret och detektorn, detektorytans storlek och ytfördelningen av aktivitet på filtret. Detektorns storlek är konstant och avståndet mellan filter och detektor kan också hållas konstant. Ytfördelningen av aktivitet på filtret beror på provtagningstekniken och är inte med säkerhet homogen. Ytfördelningen kan dock hållas relativt konstant om samma provtagningsteknik används från gång till gång. Eftersom ytfördelningen av aktivitet på ett filter inte nödvändigtvis är homogen blir geometrifaktorn vid kalibrering med a-preparat med homogent fördelad aktivitet en annan än vid filtermätningar. j^fjltret_j f s. Beroende på filterslag, flödeshastighet, aerosolstorlek och aerosolkoncentration kommer de luftburna radondöttrarna att tränga mer eller mindre djupt in i filtret innan de fastnar. Detta påverkar självabsorptionen i det insamlade radondotterprovet. Självabsorptionen i ett filterprov kommer inte att vara densamma som i det a-preparat som används vid kalibreringen. Detta innebär att olikheter i självabsorptionen måste bestämmas vilket är svårt att göra. partiklarna från filtret kommer delvis att absorberas i luften (om mätningen ej görs i vakuum) och i detektorns fönster innan de når detek-

5 torns känsliga volym. Storleken av denna absorption beror på a-partiklarnas energi och kan vara olika vid mätning pi luftfilterprov och kalibreringspreparat varvid ett fel i f a införes. Detta beror dels på att kalibreringspreparat med lång halveringstid avger a-partiklar med en lägre energi än radondöttrarna, dels på att a-partiklarna från radondöttrarna genom ovan nämnda självabsorption har energier över ett stort energiintervall när de lämnar filtret. cr-detektorns_e enyer)aiipgsgxad, e^ är praktiskt taget 1 för de a-detektorer som används för radondottermätningar. Eventuella olikheter i eg som beror på olika a-energier från filterprov och a-preparat är små och kan försummas. ^akå S ridniiig_i_pre a a ejt, f^, beror på a-partiklarnas energi, atomnummer och ytstrukturen på det material aktiviteten ligger på. Olikheter i fj, mellan filterprov och a-preparat är svår att bestämma men kan i de flesta fall försummas. Kalibreringsteknik Större delen av de redovisade kalibreringsproblemen kan undvikas om a-detektorns verkningsgrad bestäms med hjälp av ett filterprov med radondöttrar insamlade på samma sätt som vid en tänkt provtagning. Kalibreringstekniken utnyttjar det faktum att RaC' har praktiskt taget samma aktivitet som RaC beroende på RaC* korta halveringstid (160 us). Eftersom RaC utsänder y-strålning vid sitt sönderfall kan RaC-aktiviteten och därmed RaC'-aktiviteten på filtret bestämmas med en y- detektor. Den använda tekniken är i korthet följande. Som normal används ett radiumpreparat. Normalen består av en i plexiglas innesluten känd aktivitet jämnt fördelad över en yta lika stor som ett filterprov. Efter det att radioaktiv jämvikt uppnåtts mellan radium, radon och radonets kortlivade sönderfallsprodukter placeras normalen på en y- detektor och y-strålningen från RaC mäts se fig 1 a. Därefter kan y- detektorns verkningsgrad beräknas. För bestämning av a-detektorns verkningsgrad insamlas radondöttrar på ett. filter. Filtret placeras därefter på en likadan plexiglasakiva som normalen med den aktiva ytan vänd från plexiglaset. Plexiglasskivan med filtret placeras sedan på y-detektorn orh a-detektorn placeras över filtret, se fig 1 b.

6 1 Därefter mäts ^strålningen från RaC samtidigt som a-detektorn registrerar a-partiklar från RaC'. RaC-aktiviteten på filtret beräknas från y- mätningen och di filtrets RaC- och RaC-aktivitet är samma kan a-detektorns verkningsgrad för RaC lätt beräknas. PLEXIGLAS mmmmmmmmmmmmmmmmmm^t Y//////////////M Y-DETEKTOR NORWLEN FILTER MED RADIUN_ÖSNIN6 I RADIO- AKTIV JÄMVIKT MED RADON OCH RADONDÖTTRAR Fig la. y-detektorns känslighet för RaC bestäms med hjälp av radiumpreparatet (Normalen) a-detektor PLEXIGLAS FILTERPROV MED RADONDÖTTRAR Y-DETEKTOR Fig Ib. a-detektorns känslighet för RaC' bestäms genom samtidig a- och y-mätning Referenskälla - Normal Aktiviteten i den referenskälla som använts är bestämd genom att en noggrant uppmätt volym ur en känd referenslösning inneslutits i plexiglas. Se fig 1 a. Genom att referenslösningen utgjorts av referensmaterial från National Bureau of Standards (NBS) blir också kalibre-

7 1 ringen spårbar till NBS. Kaviteten i plexiglashållåren har sanma diameter som den aktiva ytan på det filter som ct-detektorn ska kalibreras för. Kavitetens tjocklek har hållits så liten som möjligt för att referenskällans geometriska utsträckning så nära som möjligt ska överensstämma med aktiviteten i ett filterprov. Efter inneslutningen av referenslösningen, som skedde genom hoplimning av plexiglashållårens båda delar, kontrollerades att inneslutningen blev helt tät genom läcktest. Felet i den absoluta mängden radium-226 i preparatet beror dels på noggrannheten i referenslösningen och dels på tillkommande fel vid tillverkningen, främst pippetteringsfel. y-detektorn För en noggrann kalibrering av a-detektorn är det nödvändigt att RaCaktiviteten på filtret kan absolutbestämmas med litet fel. Detta kan göras med en y-detektor med energiupplösning tillräcklig för att kunna åtskilja y-strålningen från RaC och RaB. Som y-detektor har en Nal (TI) detektor använts men högupplösande germaniumdetektorer är också lämpliga. Nal(TI) detektorn var försedd med en bakgrundsreducerande avskärmning för att erhålla en låg och stabil y-bakgrund. Genom lämplig mätgeometri för y-mätningarna kan RaC-aktiviteten på filtret absolutbestämmas med hög noggrannhet även om aktivitetsfördelningen på filtret är inhomogen. Det är viktigt att referenskällan och filterprovet kan mätas under identiska absorptionsförhållanden och geomteri. Kalibreringsprocedur Som exempel på kalibreringstekniken beskrivs förfarandet vid bestämning av verkningsgraden för en ZnS-detektor. 1) NaI(Tl)-detektorns verkningsgrad för RaC bestäms genom mätning av referenskällan 2) Ett filterprov tas med samma flödeshastighet som vid senare tänkta mätningar. För att hålla de räknestatistiska felen små, dvs relä-

8 r tivt hög aktivitet på filtret, är insamlingstiden ca 1 timae i en atmosfär med relativt hög radondotterhalt 3) Efter insamlingstidens slut får RaA-aktiviteten avklinga i ca en timma före kalibreringsmätningen 4) Samtidig mätning av y-strålningen från RaC och a-strålningen från RaC'. 5) Eftersom RaC och RaC' har praktiskt taget samma aktivitet på filtret kan detektorns verkningsgrad för a-partiklar från RaC med energin 7,68 MeV bestämmas ur sambandet ' där EQ = ct-detektorns verkningsgrad för a från RaC' E Y «y-detektorns verkningsgrad för y från RaC Mg * antalet registrerade a-pulser från filtret My * antalet registrerade y-pulser från filtret under samma tid Metodens begränsningar Förutom osäkerheten i normalens absoluta aktivitetsinnehåll och de räknestatistiska felen vid kalibreringsproceduren tillkommer ett antal felkällor. Aktivitetsfördelningen av RaC i normalen och i filtret är inte helt identiska. Detta tillsammans med de experimentella osäkerheten att y- mätningen av filter och normal inte sker under exakt samma absorptionsförhållanden och geometri utgör ett slag av begränsning. Redovisad kalibreringsteknik gäller för a-partiklar från RaC med energin 7.68 MeV. Bestämning av radondotterhalten innebär oftast att a-partiklar från RaA också mäts. Energin hos dessa a-partiklar är 6.0 MeV. On detektorns verkningsgrad är energiberoende eller om attenueringen av a-partiklar mellan filter och detektor är hög eller om RaA-aktiviteten på filtret är annorlunda fördelad än RaC-aktiviteten blir detektorns verkningsgrad för a-partiklar från RaA annan än för RaC'.

9 "1 Genoa lämpligt val av ct-detektor, filter och provtagningsteknik kan dock dessa felkällor hällas små si att en absolutbestämning av a-aktiviteten frin radondöttrar på ett filterprov kan ske med ett fel på högst ett par tre procent.

10 Tabell 1. Sönderfallskedja för den naturligt fbrekoamande uranserien. Endast de huvudsakliga sönderfallen redovisas. 1 fane Halveringstid Huvudsakligt sönderfall U Uran-238 4,5 x 10 9 Sr (a) Th Toriua dgr beta (0) 234 n 9r a Protact iniua min beta (0) U Oran-234 2,5 x 10 5 Sr (a) Th Ra Tor it» Radiun-226 8,0 x 10 4 Sr Sr (a) (a) 222 O 86 Rn 218,, 84 PO 2U PK 82 Pb 214 O. 83 Bl 2 84 Po 210 Ph 82 Pb Radon-222 -i- Polonium Bly-214 Vismut-214 Polonium-214 x Bly-210 RaA RaB RaC RaC 3,8 dgr 3,0 min 26,8 Bin 19,7 min sek 22 år (a) (o) beta,, ga-m beta,, garna (o) beta (0) (0, Y) (0. Y) ae t "RADONDÖI 1 I 210 Bi 83 Bl Vismut-210 5,0 dgr beta (0) 210_ 84 Po Polonium-210 x T 138 dgr (a) Pb Bly-206, stabilt - -

11 1 HITTILLS UTGIVNA AR9ETS00KUiiENT 1932 Rapport nummer Titel (undertitel) Författare o* U Tidskriftsförteckning Mätstationer för gaanastrllning - mätresultat 1981 Radon och radiumhalt i vatten Konstanskontroller av riksaätplatsens. normaler 1981 Om tillkomsten av författningar An Integrating Radon Monitor Mätningar av radonhalter i bostader Basic concepts and assumptions behind the ICRP recommendations (reprints of three lectures held in Peking, Tokyo and Washington 1981) Long term radiation protection objectives for radioactive waste disposal Persondostnäcningar Årsrapport 1981 Policyseminariet april 1982 Statens strålskyddsinstitut Bakgrundsmaterial till riksdagens revisorer Attitydundersökning om strllning Nordiskt möte om icke-joniserande strllning, maj 1982 IAEA's och WHO-IRC"i jimförclsemmtningar av av gammanuklider Xsotopkomnitténpportcr 1981 Doses and effects of radon and its daughters Radondöttrar i människan Biblioteket Per Einar Kjtlle Josef Kulich Jan-Erik Cri idborg Margaretha Ljungberg Anders Clansholm Agneta Buren et al Lars Mjönes Bo Linde 11 Jan Olof Snirs Albert Kiibuf Bo Linde 11 Bo Linde11 IJS-avdelningen Hans Möre Ingemar Malmström Jan-Olof Snihs Rolf Falk

12 HITTILLS UTGIVNA ARBETSOOMJHENT 1982 Rapport nummer Tir»i Titel (undertitel) Författare 19 Kalibrering av radondottermätare Rolf Falk Leif Nyblom 20 International Radiation Protection Bo Lindel 1 Recommendations: S years experience D.J. Beninson of ICRP Publication 26 F.D. Sowby 21 Tillförlitligheten hos ptrsondosiaetri- Olle Cull berg system Lennart Lindborg 22 Kalibreriugsverksamhet, radon och KoJf Falk i:t al radondöttrar i luft 23 21* Tillstlndshavare för radioaktiva Agneta tfrdén ämnen Kartläggning av radonhalter inomhus Agneta Boren i Sverige Lars Mjö.ies Preliminär slutrapport Per Wennberg