放射性污染物（共9篇）
放射性污染物 篇1
前言[1,2]
中国是世界上能源生产和消费的一个大国, 多年来, 中国的能源生产和消费总量在世界上排在第二位。近几年, 中国能源生产和电力生产的增长也都达到两位数。然而中国在能源生产和消费水平快速增长的同时, 也面临着巨大的挑战:首先, 中国的能源资源严重不足, 人均占有量还不到世界的一半;其次, 中国经济的高速发展及人民生活水平的不断提高, 使得中国能源需求的增长速度长期居高不下;第三, 中国目前的能源结构很不合理, 一次能源中, 煤炭占八成, 能源消费对自然环境的负面影响十分严重。为解决我国能源生产所面临的问题, 国家开始有计划地逐步加大核电站的建设力度:2007年国务院批准的《核电中长期发展规划 (2005-2020年) 》确定了“到2020年核电运行装机容量争取达到4000万千瓦”的发展目标;在08年底09年初面对国际能源的新形势, 我国将可能进一步上调核电发展计划-2020年核电装机容量可能将调高到6000万千瓦。面对即将到来的核电大发展, 铀矿作为重要的生产原料的需求量无疑将大大增加。因此, 在保证铀矿开采量的同时尽量减少其对环境的影响, 将直接影响到我国核电的健康发展。
1 铀矿生产对环境的影响因素[3,4]
在铀矿的开采和冶炼过程中, 会产生大量的废石和尾矿, 它们的平均含铀量是天然土壤的5~10倍, 辐射剂量是一般土壤的6~70倍。如果这些放射性废物没有进行适当的处理, 在风吹、冲刷等外界作用下游离于自然界, 无疑会对周围环境造成污染;如果在雨季, 雨水浸入尾矿后最终渗入地下水, 整个地下水系都将受到辐射的污染, 将对地下水系周边的居民生活、生物生长造成巨大的影响。
2 我国铀矿废石的处置方法[4,5,6]
我国目前对铀矿废石的治理, 尚无统一的标准和规定, 但根据多年的生产实际情况, 大致有如下三条基本思路:
(1) 在铀矿山设计时, 应全面规划, 合理布局废石的堆弃作业, 既考虑今后的回收利用, 同时要选定安全可靠而又地点集中的场所, 作出妥当安排。
(2) 在铀矿开采时, 应综合利用, 化害为利, 尽量将废石回填到井下采空区或回收其中的铀金属。
(3) 在设计和生产的全过程, 均应采取措施, 尽量减少废矿石的产出率, 并加强对采出废石的管理, 防止对周围环境的污染。
铀废石的治理方法, 虽然各地根据自身情况采取的措施各有不同, 但归纳起来, 有以下几种:
(1) 设置永久性废石场
从长远考虑, 在矿山开采的设计期间, 同时应估计采掘出来的废石总量, 确定并建立永久性废石场, 赖以处置不够工业品位、或品位较低, 包括表外矿的铀矿石等废石。废石场位置的选择既要安全, 又要集中。若是建在山沟, 其下方需筑以挡土墙或拦石坝, 并修建防洪及排水沟渠, 防止雨水的冲刷流失。若是建在平地, 则其周围也应砌以当土墙并挖设排水沟以控制其占地范围, 减少污染面。
(2) 回填井下采空区
具体做法是利用己有的探矿和采矿天井与相关水平层的永久性充填井相贯通形成分枝井与充填井沟通, 如此构成完整的填充体系。实践证明, 此种处置铀废石的方法既利用里废料又缩减了充填期, 降低了采矿成本, 并有利于环境保护。
(3) 回收废石中铀金属
我国某中型铀矿采冶联合企业将矿石品位较低、水冶成本高、适宜于堆浸的铀矿石, 采用地表堆浸法回收铀金属。取用的浸出剂为浓度10~100g/L的硫酸, 堆浸时间120d, 浸出液铀浓度在1g/L以上, 具有明显的经济效益和环境效益。堆浸法最宜浸出粒度小于50mm的碎石, 一般用2%~5%的硫酸溶液作浸出剂, 堆浸后可回废石中50%~80%的铀。
3 我国冶炼铀尾矿的处置方法[4,5,6]
我国的铀矿石经过水冶以后, 尾砂多以砂浆状态排出, 迄今产生的铀尾矿已达数千万吨。铀尾矿对环境和健康的危害, 源于尾矿库内储存的大量含放射性的尾砂及废水, 除了输运系统的任何泄漏会造成污染外, 尾矿库的渗溃、决、垮坝事件将带来不同程度的灾难性后果。因此铀尾矿管理的重点在于尾矿库的选址和尾矿坝的建设上。尾矿 (堤) 坝是尾矿库的组成部分, 对尾矿起有不可缺少的拦阻和保留作用, 它的坝 (堤) 基选择较库址尤显重要, 更应全面考虑综合比较后确定。铀水治厂尾矿处理的方法是把它长期贮存在尾矿区中, 并在四周加设围栏作为防护区加以控制。为减少尾矿区的面积, 利用尾矿来筑尾矿的堤坝。
目前我国采用的尾矿稳定方法主要有三种: (1) 用岩石或泥土复盖尾矿坝的顶部和侧面; (2) 用化学药剂和粘合剂处理尾矿, 在尾矿堆表层使生成阻气、隔水的硬壳层。如:水泥、黄铁矿、磁黄铁矿等能与含硅的细粒尾矿发生反应, 形成混凝土和亚硫酸盐, 可有效地防止辐射物质溢出, 同时具有较好的抵抗雨水冲刷能力; (3) 先平整尾矿, 然后盖土施肥并种上草再种树———通过覆盖土壤并进行植被种植, 可大大降低尾矿库周边辐射性物质“氡”的浓度。
4 结语
随着国家能源战略的调整, 核电将发挥越来越重要的作用。在发展核电的过程中, 我们必须重视核电相关辐射污染物的无害化处置, 使核电真正作为清洁能源造福社会。
参考文献
[1]赵仁恺.中国核电的可持续发展[J].中国核工业, 2000 (3) :11.
[2]史永谦.核能发电的优点及世界核电发展动向[J].能源工程, 2007 (1) :1-6.
[3]李合莲, 邓家军.铀尾矿对地下水环境影响研究[J.环境污染治理技术与设备, 2000 (3) :198-203.
[4]潘英杰.铀尾矿库的辐射安全及事故预防对策[J].铀矿冶, 2002 (4) :200-203.
[5]吴桂惠, 周星火.铀矿冶尾矿、废石堆放场地的辐射防护[J].辐射防护通讯, 2001 (6) :33-36.
[6]潘英杰.铀矿石及尾矿最终处置技术探讨.铀矿冶, 1994 (4) :43-48.
放射性污染物 篇2
放射性核素在森林生态系统中的迁移规律及核污染土地的利用
放射性核素常危及生态系统的稳定,给人类的生命和健康带来巨大的威胁.森林生态系统具有独特的特点和功能,利用其修复放射性污染的土壤具有重要的意义.本文就森林生态系统对放射性核素的截持、保持、放射性核素在森林生态系统中的.移动规律以及森林生态系统对放射性核素污染土壤的修复进行了探讨.
作 者：刘国华 舒洪岚 Liu Guohua SHU Honglan 作者单位：刘国华,Liu Guohua(南京林业大学,南京,210037)舒洪岚,SHU Honglan(江西财经大学林学院,南昌,330032)
刊 名：生态学杂志 ISTIC PKU英文刊名：CHINESE JOURNAL OF ECOLOGY 年，卷(期)： 24(2) 分类号：X171.1 关键词：森林生态系统 放射性核素 移动规律 土壤修复放射性污染物 篇3
核电厂技术要求高,结构复杂,其消防安全要求更严格。如果由于操作或管理不慎引起火灾爆炸,引发放射性核燃料的释放,将对人员和环境造成严重的灾难。核事故发生后,常常是夹杂大量放射性核素的热蒸汽从泄漏口喷涌而出。在热压动力作用下冲到高空,上升到一定高度后,与大气充分混合形成放射性的烟羽的。这种烟羽随着大气的运动向四周扩散并不断降落沉积到地面,造成严重的环境污染和大量的人员伤亡。加强对放射性烟羽扩散的研究,对于公共安全部门有效地抢险救援、制定人员疏散等事故应急救援预案都具有重要的指导意义[1,2,3,4]。
1 扩散数学模型
在实际应用中,针对不同的污染物在大气中扩散的不同情况,应建立不同的数学模型。其中常用的模型有Gaussian模型、BM(Britter and McQuaid)模型、Sutton模型和FEM3(3-D Finite Element Model)模型等。为了得到精确的模拟计算结果,对不同的气体类型和大气条件应选用不同的模型。由于放射性污染物的云团密度与空气接近,因此适用于高斯模型来对其研究[5]。
1.1 Gaussian模型的建立
核电事故发生后,释放出大量的放射性核素,可以将其看作是一定时间内的有限孔泄漏的瞬时源,采用结构简单、计算方便的高斯模型来模拟计算,并针对放射性核素的特点,对模型进行相应的修正处理。
假设放射性污染物在大气中扩散,到达地面后又被全反射,则Gaussian模型的浓度分布为:
undefined (1)
式(1)中:c为空间的放射性活度,单位是Bq;A为源的放射性活度,单位是Bq;λ为衰变常量,单位是s-1;t为扩散时间,单位是s;u为平均风速,单位是m/s;y为横风向距离,单位是m;z为离地面距离,单位是m。
σy和σz分别为y和z轴方向上的扩散系数,它们均为下风方向的距离x的函数。
1.2 Gaussian模型的求解
要求解出Gaussian扩散方程,关键是求解出两个扩散系数。较为准确且方便易行的是利用帕斯奎尔—特纳尔(Pasqull-Turner)公式[6],具体步骤如下。
1.2.1 计算出太阳倾角(赤纬)
δ=[0.006918-0.39912cosθ0+0.070257sinθ0-0.006758cos2θ0+0.000907sin2θ0-0.002697cos3θ0+0.001480sin3θ0]×180/π (2)
式(2)中,δ为太阳倾角(赤纬),单位是°;θ0=360dn/365,dn为一年中日期的序列,闰年为366天。
1.2.2 计算出太阳高度角
hθ=arcsin[sinφsinδ+cosφcosδcos(15T+η-300)] (3)
式(3)中,hθ为太阳高度角,单位是°;φ为当地纬度,单位是°;δ为太阳倾角(赤纬),单位是°;T为当地时间,单位是h;η为当地经度,单位是°。
1.2.3 查表
先根据太阳高度角和云量(全天空为10分制),确定太阳辐射等级,见表1。
再由太阳的辐射等级和距地面高度10m的平均风速确定大气稳定度的级别,见表2。
1.2.4 计算出扩散系数
中国国家标准(GB/T13201—91)中规定,取样时间为0.5h,扩散系数按照下列幂函数表达式来计算:
σy=γ1xα1σz=γ2xα2 (4)
式(4)中,x为下风距离,单位是m;γ1,γ2,α1,α2均为系数,需要查表3得出。具体选取方法如下。
(1)平原地区的农村或城市远郊,A、B、C级稳定度按照表3直接查算,D、E、F级稳定度则需向不稳定方向提半级后再查表计算;
(2)工业区或城区,A和B级直接查算,C级提到B级,D、E、F级向不稳定方向提一级后查表计算;
(3)丘陵山区的农村或城市,扩散系数的选取方法同工业区。
1.2.5 计算出空间剂量浓度
将各种参数一一带入Gaussian扩散方程,得出空间剂量浓度。
2 用ALOHA对Gaussian扩散方程的分析
由以上的求解步骤可以看出,计算出Gaussian扩散方程是一个计算量很大的系统工程,需要耗费巨大的人力物力与精力。
此时,可以借助计算机程序,利用计算功能和运算效率都很高的ALOHA工具包,快速开发出相应的软件模块,只需将已知参数输入,即可自动完成数据分析与计算,并可根据需要输出各种复杂的二维和三维图形,方便地实现了数据的可视化[7]。
2.1 ALOHA软件简介
近年来,运用不同的数学模型,用计算机编制了许多的气体扩散软件。这些软件可以用来模拟危险化学品在空间的扩散过程,进而计算气体的浓度和确定事故影响范围。常见的软件有SLAB、DEGADIS、ARCHIE和ALOHA等[8]。这些软件使用不同的模型,各具特色,其中ALOHA(Areal Locations of Hazardous Atmospheres,有害大气空中定位软件)是由美国环保署(EPA)化学制品突发事件和预备办公室(CEPPO)和美国国家海洋和大气管理(NOAA)响应和恢复办公室共同开发的应用程序。ALOHA经过多年发的展,功能逐渐强大,可以用来计算危险化学品泄漏后的毒气扩散、火灾、爆炸等产生的毒性、热辐射和冲击波等[9,10]。目前ALOHA已经成为危险化学品事故应急救援、规划、培训及学术研究的重要工具。
2.2 ALOHA软件参数的输入
以日本福岛第一核电站泄漏为案例,应用ALOHA软件拟I-131的影响范围和浓度的变化情况。
2.2.1 地理位置
点击SiteData→Location,点击Add,输入“FUKUSHIMAKEN”,选择“Not in US”,输入海拔高度“50”,点击单位“m”,输入纬度“37度25分”,点击“N”,经度“141度2分”,点击“E”,点OK,输入国别“JAPAN”,输入时差“-9”,选择“Standard Time”,点OK,单击FUKUSHIMAKEN,点Select。见图1。
2.2.2 建筑类型
假设核电站单层平房,且周围无遮盖物。点击SiteData→Building Type,选择“Single storied building”和“Unsheltered surroundings”,点OK。见图2。
2.2.3 日期时间
点击SiteData→Date & Time,选择“Set a constant time”,输入“2011年3月12日16时53分”，点OK。见图3。
2.2.4 介质选择
点击SetUp→Chemical,点击Add,输入泄漏物名称“I-131”,输入分子量“262”,点击Boiling Point,输入沸点“184.35”,点击单位“Celsius”,点击Freezing Point,输入熔点“113.5”,点击单位“Celsius”,点击,输入沸点“184.35”,点击单位“Celsius”,点OK,单击I-131,点Select。见图4。
2.2.5 大气条件
点击SetUp→Atmospheric→User Input,输入风速“5”,单位选择“meters/sec”,风向输入“W”,测量高度为“3”,单位选择为“meters”,地表状态为“Open Country”,云层覆盖率选择“partly cloudy”,点OK,输入气温“15”,单位选择“℃”,逆温层设置为“No inversion”,湿度选择为“medium”,点OK。见图5。
2.2.6 泄漏源设置
点击SetUp→Source→Direct,单位选择“tons”,泄漏源类型选择“Instantaneous source”,泄漏量为“2”,源高为“10”,单位选择“meters”,点OK。见图6。
2.2.7 计算选项
点击SetUp→Calculation Options,选择“Use Gaussian dispersion only”,点OK。见图7。
2.2.8 显示选项
点击Display→Display Options,选择“Metric units”,点OK。见图8。
2.3 计算结果和输出图形
将以上参数输入软件后,系统会自动生成一张参数清单,见图9。
点击Display→Treat Zone,分别输入红色、橙色、黄色威胁区域浓度为“1000”、“3000”、“5000”,单位选择为“milligrams/cubic meter”,在“Show confidence lines”中选择“only for longest threat zone”,点OK。见图10。
此时软件会根据这些信息就可以模拟出该事故情景下的影响区域和浓度的变化情况。图11所示为ALOHA模拟的核泄漏的影响范围和形状。
根据影响区域的危害程度,从内向外可以把影响区域依次划分为紧急避难区、协助疏散区、引导疏散区、和自主疏散区。划分疏散区域以后就可以确定疏散方案,指挥人员撤离事故现场。
3 改进方向
虽然高斯扩散模型研发较早、应用广泛,ALOHA软件也简单易操作,但在核的放射性污染方面还存在以下不足。
(1)ALOHA软件目前只有英文版,给不懂英语的用户带来了不便。如需熟练掌握还需要进行大量的培训工作。
(2)高斯模型在危险化学品泄漏扩散方面应用较多,在核泄漏方面的应用较少。一般需要针对核素的特点,对模型进行半衰期的修正,这就使得模型复杂化,也没有现成的软件可以直接应用,不得不重新编程。如论文中的日本福岛核泄漏事故的模拟,不少数据都不具有科学性,应加以考虑原子核物理的因素。
(3)该软件可与CAMEO软件配套使用,直接从CAMEO的数据库中读取泄漏物质的理化性质数据。该软件还可将信息输入MARPLOT软件,MARPLOT软件可在某地区的行政区划图上画出污染源位置、污染区域面积等,形象生动地给应急管理人员提供信息。
摘要：对核电事故发生以后放射性污染物的扩散模式进行了讨论,最终选用高斯模型对放射性污染物扩散进行了模拟研究。同时,针对扩散模拟分析过程中存在计算和分析过程复杂的问题,实例应用了ALOHA软件进行综合分析计算与绘图,对于公共安全部门快速、有效地处置核事故具有重要的理论指导。然而,此应用软件也有一定的局限性,未考虑到放射性污染物特有的半衰期性质,给数值模拟带来了不准确性,在接下来工作中将进一步改进。
关键词：放射性污染,扩散模型,数值模拟,ALOHA
参考文献
[1]崔克清.危险化学品安全总论[M].北京:化学工业出版社,2005
[2]中国安全生产科学研究院.危险化学品事故案例[M].北京:化学工业出版社,2005
[3]梁虎.ALOHA软件对危化品泄漏区域分布的预测[J].安全,2007,(2):30-32
[4]杨玉胜.ALOHA软件在危险化学品事故应急救援中的应用[A].2009年度火灾与应急救援技术学术研讨会论文集[C],2009
[5]周波,张国枢.有害物质泄漏扩散的数值模拟[J].工业安全与环保,2005,31(10):42-44
[6]张景钢.危险化学品泄漏扩散模拟的研究[D].2006
[7]朱毅,刘小雨.危险化学品泄露扩散数值模拟研究综述[J].消防技术与产品信息,2008,(12):35-37
[8]张建文,安宇,魏利军.化学危险品事故应急响应大气扩散模型评述[J].中国安全科学学报,2007,17(6):12-17
[9]Chakraborty J.,Armstrong M P.Using geographic plumeanalysis to assess community vulnerability to hazardousaccidents Computer[J].Environment and Urban Sys-tems,1996,16:341-356
放射性污染物 篇4
我国进口废物原料的放射性污染检测与研究
一、我国废物原料放射性污染检测与研究的现状 我国进口废物原料始于上世纪50年代,形成规模于80年代后期,90年代达到高潮. 90年代开始,随着核技术的发展和应用,世界贸易的发展和前苏联解体后核扩散的`加剧,欧、美等发达国家开始对越境转移的危险废物实施有针对性的放射性污染的检验检测.
作 者：于新章 杨忠 作者单位： 刊 名：中国标准化 英文刊名：CHINA STANDARDIZATION 年，卷(期)： “”(4) 分类号：F7 关键词：放射性污染物 篇5
在护理工作中, 自密封瓶内抽吸药液时, 要求抽吸与所需药液等量的空气, 将针尖斜面刺入瓶内并注入空气, 倒转药瓶, 吸取药液至所需量, 再以示指固定针栓, 拔出针头[1]。但在对放射性药液进行多次抽取药液分装过程中, 按护理配药抽药正规操作时非常容易发生微量放射性药液随注射器针头拔出时溢出并喷溅至周围环境, 从而导致放射性药液污染周围环境, 如通风橱台面及操作者所带的橡胶手套等。在多次操作实践中发现两个因素和抽取药液时容易发生周围环境被放射性药液污染, 其一是药瓶内压力, 其二是抽吸药液后最后拔出注射器针头时针头是否在药瓶内的液面内。本文将放射性药物分装过程中造成周围环境放射性污染的两种因素进行分析, 并将相应对策报道如下。
1 材料与方法
1.1 一般材料
裂变锝[99mTc]发生器及配套药盒 (北京原子高科股份有限公司) , 表面污染监测仪 (Inspector+made in USA) , 99mTc淋洗液收集瓶 (负压瓶) (北京原子高科股份有限公司) , 2ml注射器 (山东威高集团医用高分子制品股份有限公司) 。
1.2 方法
每天早晨将淋洗后的洗脱液由同一操作者 (主管护师, 二十年临床护理工作经验) 进行放射性药液的分装, 避免因为不同护士操作手法或臂力不一样造成的误差。本研究由同一操作者在4种组合条件下进行放射性分装, 该4种组合条件由4种分条件两两组合而成:条件一组 (A+C) 、条件二组 (A+D) 、条件三组 (B+C) 、条件四组 (B+D) 。各组合条件下进行抽取药液操作各50次, 每次操作后用表面污染监测仪测量操作者所戴手套及通风橱台面等通风橱内环境是否有污染。记录每种组合条件下通风橱内环境污染次数。
各种分条件即A:药瓶内压力与外界大气压相等:每次抽吸药液前按正规操作先保证药瓶内压力与大气压相等 (由于99mTc淋洗液收集瓶是负压瓶, 淋洗后99mTc淋洗液收集瓶内在有洗脱液的情况下瓶内也常是负压, 用抽有空气的无菌注射器插入瓶内, 瓶内负压会自动将注射器内空气吸入, 当空气吸入停止, 注射器内还剩余部分空气时则药瓶内压力与外界大气压相等) , 在抽吸放射性药液前先向瓶内注入与所需药液等量的空气后再抽取。B:药瓶内压力低于外界大气压:先按A方法将药瓶内压力控制在与外界大气压压力相等, 然后在抽药前先用空的无菌注射器抽出2ml空气, 将药瓶内控制成负压, 在抽吸放射性药液前不向瓶内注入与所需药液等量的空气, 而是用注射器直接抽取。因此抽取药液后拔出注射器针头时药瓶内是负压。C:抽吸药液时药瓶瓶口垂直向下, 最后注射器针头拔出时针头在药瓶内的液面内, 拔针前药瓶仍保持抽取药液时垂直朝下, 这样针头拔至瓶口时针头会从药瓶内剩余液体内经过。D:抽吸药液后最后拔出针头时针头在药瓶内的液面外 (即拔针前将药瓶再次倒转至瓶口垂直朝上, 这样可使拔针时注射器针头最后拔至瓶口时能保证针头已在液面外) 。
1.3 统计学方法
采用SPSS17.0统计软件进行统计学分析。计数资料以率表示, 进行χ2检验;以P<0.05为差异有统计学意义。
2 结果
4种条件组合分别操作50次, 条件一组发生放射性污染44次, 占总操作次数的88%;条件二组发生放射性污染28次, 占总操作次数的56%;条件三组发生放射性污染24次, 占总操作次数的48%;条件四组发生放射性污染2次, 占总操作次数的4%。4种条件下发生放射性污染的次数比较, 差异有统计学意义 (χ2=74.545, P<0.05) 。其中条件一组发生放射性污染的次数最高, 条件四组发生放射性污染的次数最低, 条件二组与条件三组发生放射性污染的次数比较, 差异无统计学意义 (χ2=0.879, P>0.05) 。
3讨论
本研究中发现药瓶内压力及抽吸药液后最后拔出针头时针头是否在药瓶内的液面内是和抽取药液时容易发生周围环境被放射性药液污染有关。药瓶内压力在抽取药液后拔针前是负压并且在抽取药液后从药瓶胶塞拔出前注射器针头在液面外一般很少发生周围环境放射性污染。分析本实验结果, 在密封瓶装药物的溶解、抽吸拔针时常有药液溢出, 原因可能与目前的医用瓶塞为丁基橡胶塞有关, 虽然安全性增强, 但与其弹性较天然橡胶胶塞差[2]。
负压配药法是抽出一定的空气, 使瓶内形成负压环境, 而瓶外为1个大气压的正压, 瓶内外人工造成一个压力差。根据气体和液体向压力低的方向流动的原理, 利用大气压阻止抽吸及拔出时药液从胶塞与针孔间隙溢出, 从而减少药物外溢[2]。
但本研究发现, 即使药瓶内负压, 当抽吸药物后最后拔针前, 针头在药瓶内的液面内经过, 也经常会发生微量放射性药液随注射器针头拔出时溢出并喷溅至周围环境从而导致放射性药液污染周围环境。分析原因可能是注射器针头从药瓶胶塞处拔出的过程中, 由于注射器针头通过胶塞的局部通道内形成负压引起微量药液随针头拔出时喷溅而出。而抽吸药物后拔针前, 将药瓶口垂直朝上, 使注射器针头从胶塞拔出前已在药瓶内的液面外, 即使胶塞的局部通道内有负压, 随针头拔出时喷洒出的也是空气, 从而避免药液污染周围环境。
综上所述, 在进行放射性药液的分装时, 保证药瓶内压力在抽取药液后和拔针前是负压, 并且在抽取药液后最后拔针前注射器针头在药瓶内的液面外可有效减少周围环境发生放射性污染次数。
摘要：目的 对放射性药物分装过程中造成周围环境放射性污染的因素进行分析并找到相应对策。方法 由同一操作者在4种组合条件下进行放射性分装:条件一组 (A+C) 、条件二组 (A+D) 、条件三组 (B+C) 、条件四组 (B+D) (A:药瓶内压力与外界大气压相等;B:药瓶内压力低于外界大气压;C:抽吸药液后最后拔出针头时针头在药瓶内的液面内;D:抽吸药液后最后拔出针头时针头在药瓶内的液面外) , 每组各50次, 记录每组发生放射性污染的次数。结果 4种条件下发生放射性污染的次数比较, 差异有统计学意义 (χ2=74.545, P<0.05) 。其中条件一组发生放射性污染的次数最高, 条件四组发生放射性污染的次数最低, 条件二组与条件三组发生放射性污染的次数比较, 差异无统计学意义 (χ2=0.879, P>0.05) 。结论 在进行放射性药液的分装时, 保证药瓶内压力在抽取药液后拔针前是负压, 并且在抽取药液后最后拔针前注射器针头在药瓶内的液面外, 可有效减少周围环境发生放射性污染次数。
关键词：放射性药物,通气机, 负压,放射性污染物
参考文献
[1] 陶丽云.护理基本技术[M].北京:高等教育出版社, 2009:45-50.
放射性污染物 篇6
从20世纪60年代我国首次开展核试验后不久, 我国便开始对放射性污染物质进行调查。近年来, 随着核能技术的利用和不断发展, 核废物及放射性污染问题, 成为世界各国关注的热点, 因此通过探寻研究, 掌控放射性污染的监测、防护和预警是十分迫切的。
随着经济发展和科技的进步, 核能将逐步成为国家经济的重要命脉, 使得整个世界对其的需求和依赖越来越大, 受到许多能源短缺国家的追捧[1]。
据估计, 我们在建和规划中的核电站已超过10座, 计划2020年前, 将要新建核电站21座, 核电将是我国未来主要能源之一。但同时对于环境来说, 由核电站卸下来的核废料对于环境安全是重大隐患。核设施正常运行或是发生核事故 (2011年福岛核电站) 时排放的放射性污染物, 或是通过径流、大气输送进入环境从而对环境造成放射性污染。
广大科研工作者在对环境安全的预警方面做出了大量工作。在土壤污染预警方面, 严加永等[2]针对北京市土壤污染日益严重的问题, 在分析近年来土壤重金属污染的数据基础之上, 采用国际上通用环境系统分析软件 (GIS技术) 对污染现状进行分析和预警。同时依据ESRI公司地理信息系统软件Arc View GIS的原理和方法, 设计开发了北京市土壤污染预警系统。在农田重金属污染预警这方面, 侯彦林[3]通过分析农田重金属污染的物质—驱动力—环境因素的相互关系, 初步建立了基于“天—地—人通用概念模型”的国家级、省级和县级三级农田重金属污染预警系统, 结果表明, 该模型的数据容易获得, 预测结果比较理想。在城市光化学污染预警系统及等级研究中, 夏丽华等[5]研究了基于MO-DIS数据的城市光化学污染预警系统及预警等级, 通过分析MO-DIS遥感数据反演的大气气溶胶光学厚度 (AOD) 与大气环境污染的关系确定了光化学污染等级。在大气污染方面, 陈静等[4]对空气污染预警天气背景分析及大气高浓度污染预警模型的建立作出了具体的分析。在地下水方面, 郑海燕等[8]分析和运用了灰色系统在地下水污染预警系统的作用, 开发出了地下水污染因子预测的应用模块———Modeling DLL, 作为Arc View基础GIS平台下的预测模块。
如今, 放射性污染物对环境污染的研究也愈来愈受到重视, 然而有关放射性污染预警的研究却鲜有见刊。因此, 各种环境污染预警模型的研究对放射性污染预警的启迪是极大的。通过对其他污染预警的分析对比, 可以总结出放射性污染的预警需要注意的一些问题, 并为其提供合理化建议。
1 各种条件下的预警系统的分析
1.1 土壤污染预警系统
随着人口的增长和对土地的需求, 土壤污染问题日益严重, 针对这一现状, 对污染进行现状分析并采用快速高效的方法进行预警是目前迫切需要的。土壤污染预警一般依据ESRI公司地理信息系统软件Arc View GIS的原理和方法, 建立一套完整的系统。该系统借助于一定的数学方法和公式, 以专题图层或监测数据作为边界条件和初始条件, 模拟环境的演变过程, 以图示显示模拟结果。
在农田重金属污染的研究工作方面, 我国目前正处于起步阶段。目前通用的做法是运用美国环境系统研究出的基于地理信息系统的GIS技术, 对农田重金属污染数据进行计算、分析和预测研究, 在参考这一技术的基础之上, 根据我国国情和经济现状, 提出了符合中国实际的“天—地—人通用概念模型”。
土壤、水体和大气, 这三个系统是相互作用、相互影响的, 人类活动造成的污染物质在这个空间环境中循环, 构成整个地球污染物的循环网络。而其中任何农田单元上, 重金属污染的来源都是复杂的, 并且重金属一旦进入土壤, 其去向又难以确定。而目前在控制和处理土壤重金属污染上面的法规仅能规范最小或最低排放量, 而排放出来的污染物质又不可避免进入了这个循环环境, 而在这个空间环境中任意节点和单元上的的污染物的来源、产生污染物的驱动力、环境因素都不能定量的给出, 这就为具体分析这些污染物造成的危害缺少根据。为此在基于地理信息系统的基础之上, 将造成土壤重金属污染的“物质—驱动力—环境因素”的循环网络转化成可控制的“天—地—人通用概念模型”, 即土壤重金属污染主要受环境因素、土壤条件和人类活动三大类因素影响, 这样做的目的就可以把不能定量分析“物质—驱动力—环境因素”模型转变为可监测的模型, 起到对土壤重金属污染预警的效果。
该模型的公式如下:
其中, “天”为以气候 (Climate) 为主的大环境要素的综合因素;“地”为以土地 (Land) 为主的下垫层局部环境条件;“人”为以人 (Human) 为主的社会、经济综合影响因素。
以土壤中任意节点的某重金属含量为例, 其平衡方程为:
式中:Wi———i时段某种重金属含量;
Winput———从i时段到j时段进入该土壤该金属的含量;
Wj———j时段该种金属含量;
Woutput———从i时段到j时段土壤循环流逝的该金属含量。
一般地, 重金属的污染是不可逆的, 即它的污染程度是随时间增加的, 因此, 某农田重金属点污染 (Y) 与时间 (t) 满足如下关系式:
其中, Y为Wj;f (t) 为Wi+ (Winput+Woutput) 。对于任何一个单元, 以最近3年~5年土壤污染物质的平均数据作为参考值时, 时间 (t) 是确定的。由于不同污染单元人为驱动力不同 (h) 从而导致重金属污染的不同;因此最终对土壤重金属污染的预警模型起确定作用的是对人为驱动力 (h) 进行划分。
进一步分析人为驱动力 (h) , 可将其 (h) 划分为三个主要指标, 可概括为:
以上三个因子作为预警模型的指标具有科学性、可比性、全局性、统一性、可持续性、将不可控的因素转化为可以监测的因素等优点。经实例表明, 该模型适合本国国情, 符合当前基本现状, 具有相对较高的共性。
1.2 大气高浓度污染与光化学污染预警系统
随着城市的发展和工业建设不断进步, 大气高浓度污染呈较重的态势。在污染源相对稳定的条件下, 气象条件成为影响大气污染物扩散的主要因子, 而气象条件是造成大气要素变化的主要因素, 建立考虑气象条件下的空气污染物扩散的模型是做好预警的准备工作[4]。
目前, 我国多数城市的空气污染预警模式主要是基于数值预报模式 (CAPPS) 的集成预报模式。
该预报模式的特点主要有:
1) 对源强资料要求不严格, 在分析计算中不需要大量准确的数据;
2) 对监测数据的时间阶段要求较低, 在实际预报中可根据前1 d的监测数据就可预报第2天的污染程度, 具有快捷, 所需计算资源容易获得的有利条件。但该模式也存在对高浓度预报能力偏低, 为提高高浓度污染预警能力, 大气高污染预警模型是以CAPPS模式数值预报和统计预报相结合的集成预报模式:
经过实际论证, 这种集成预报模式, 较以前的以天气系统为前提的综合模式预警误差明显减小, 与实际检测的数据具有较好的拟合性。特别是对于该种天气形势下出现红色预警标准的高污染预报准确率可高达80%, 绝对误差值也明显减小。但预警的关键在于预报, 利用这种集成预报模式的迭代关系可进行未来数天的天气和气象形式预警, 具有较高的实用价值和推广意义。
如今, 大气污染中的城市光化学污染也越来越严重, 而对应的城市光化学污染预警模型还没有建立起来[5]。由美国国家航空航天局 (NASA) 研制的有关地理信息系统中的卫星遥感监测技术已经逐步开始应用于检测大气污染, 该系统提供的MODIS数据, 为我国在环境监测和科学研究上提供了科学的数据。根据反演算法, 可直接利用MODIS Level2产品得到中国城市的大气气溶胶光学厚度 (AOD) , 并将其用于光化学污染的监测。
光化学污染的预警一般是利用MODIS资料进行反演监测地区的AOD的方法研究预测[6]。通过分析表明, 由于AOD与大气污染存在正相关的关系, 具有能准确反映大气污染程度的数据指标。AOD与地面大气污染的关系, 提出城市大气污染中光化学的预警分级。一般可认为:当AOD小于0.3时, 空气质量为优且无污染, 无需预警;当AOD在0.3~1.0之间, 空气轻度污染时, 光化学污染微弱, 预警等级为弱;当AOD大于1.0时, 空气污染严重, 光化学污染较强, 预警等级为强, 此时可采取限制机动车出行, 建议减少户外活动预报。
该基于大气气溶胶光学厚度 (AOD) 城市光化学预警模型, 在结合空气污染指数及地面空气污染监测数据, 建立了城市光化学污染的预警4个等级 (无、微弱、较弱、较强和强) , 为进一步建设城市光化学污染预警系统提供了合适的指标与模型。
1.3 地下水污染预警系统
随着水资源的匮乏和短缺, 合理利用和开发地下水越来越受到人们的重视, 而地下水污染问题也越来越严重。在地下水质预测过程中, 对地下水的水质特征值研究较多, 但很难搞清地下水系统内部的演化过程和人为等外部因素对该系统的作用。所以, 为揭示地下水污染的发展过程, 满足地下水质量的渐变规律, 建立了基于灰色模型作为地下水的预警模型[7]。灰色系统预测问题在地理学中得到了广泛运用。通过对地下水系统的辨识从而建立地下水污染预警模型, 该模型的建立过程即是对地下水污染系统的辨识过程。但由于其他信息存在不确定性因素, 因而这个过程是灰色的逆运算过程。
地下水水质预测模型就是基于最基本的灰色GM (n, h) 模型建立起来的[8]。该模型是用微分形式表述, 揭示的实物连续发展的过程。其中, h表示变量的个数, n表示微分方程的阶次, n越大, 则模型所描述的内涵可能越丰富, 但微分方程阶次过高, 导致系统的特征方程的求解困难, 很难得到准确的解析解, 而且精度不一定高。所以根据我国的实际情况, 建立的地下水污染预警模型通常是GM (1, 1) 模型预警模型。
GM (1, 1) 模型的一般表示形式如下所示:
1) 微分方程:
2) 时间响应:
3) 离散响应:
其中, α为模型系数;μ为待辨识参数。
GM (1, 1) 模型的建模和预测:
1) 数据处理, 将原始数据列X (0) (i) 作一次累加, 得到生成数据列X (0) (t) :
2) 构成数据矩阵B与数据列Yn:
因为α (1) (Xk (1) , i) =Xk (0) (i) , 则有:
α (1) (X1 (1) , n) =X1 (0) (n) 。所以:
其中, n为监测数据个数;α为模型系数;μ为待辨识参数。
3) 计算模型系数:
4) 建立时间响应模型:
5) 将时间响应离散化:
6) 将K值代入离散化模型公式, 计算出∧X (1) (k) 。
7) 将预测累加值X (1) (k) (k∈{n+1, n+2, …}) 还原为预计值X (0) (k) (k∈{n+1, n+2, …}) 。
模型预测之后, 还应对其进行平均精度检验和后验差检验, 以判断预测值的精确度和可靠性。根据实际情况的多次比对, 发现灰色模型的预警系统完全符合实际要求。
通过对特定地点地下水的监测, 运用该模型对地下水污染进行了预测, 发现基于GM (1, 1) 对地下水质的预测结果与环境状况吻合较好, 该模型具有较高的实用价值。
2 环境安全预警对放射性污染预警启示
2.1 数据挖掘与误差检验
由于放射性污染受各种复杂因素影响, 所以应对数据进行充分的挖掘, 从大量的、不完全的、杂乱的、随机的实际数据中提取出隐含在其中的、可信的、有用的信息, 并加以分析比较。放射性污染的预警结果必然存在一定误差, 因此预警需要进行精度检验, 并结合自身具体情况, 进行不确定分析, 以判断其准确率和可靠性。
2.2 预警值标准化
放射性污染的预警系统还是不太完善的, 一家之言的现象仍然存在, 因此需要对预警进行标准化, 采用固定的指标, 这样使全国的预警结果有统一的标准进行对照。当然, 该标准不能以偏概全, 一概而论, 而应符合实际情况, 突出重点因子, 便于对照实施。其宗旨在于对预警结果划分等级, 拉开档次, 以起到警示的效果。
2.3 资源共享与信息整合
放射性污染的预警相对于其他污染的预警还是有差距的, 资料并不充足, 因此应建立数据共享系统, 各省市、各部门相互协作, 全国建立信息交流平台, 进行信息资源整合, 实现信息的实时共享, 这样有助于更大范围内信息的收集与分析。全国可建立高层次、高频次的会商机制, 聚集各地高水平人才, 这样人机共同分析处理, 有助于预警能力的提高, 促进预警系统的完善, 同时可加强预警的可靠性。
2.4 动态化监测与分析
放射性污染的污染源多样, 且产生污染的原因及范围等数据的监测有一定难度, 所以在污染源采集分析时应该采用多种技术手段进行相互验证, 或者应用不同的方法进行综合集成。在数据收集及分析时, 还应考虑时间效应与空间效应对放射性污染结果的影响, 对预警进行动态化分析, 以反映其结果的变化规律, 真正达到实时预警的目的。
2.5 具体规则适时修正
各种污染的预警规则都是针对一般情形而言的, 而放射性污染的形势发展到一定污染情况可能发生明显的变化, 甚至突变为危险性极大的污染事故, 这就要求在制定放射性污染的预测规则时应针对具体情况进行修正, 有必要加入其他各种潜在影响因子作补充分析。在对规则修正时, 人的因素也应该纳入考虑。
3 结语
放射性污染越来越受到人们重视, 各种环境污染安全的预警实现了对环境污染的预测与警示作用, 并对放射性污染的预警有很好的启迪作用。但对放射性污染预警的机理和处置对策研究较少, 同时放射性污染预警的模型还尚未完善, 由于其影响因素及发展过程复杂, 对于其预警模型的建立仍需要进一步分析研究。
摘要：在分析目前环境污染中的地下水污染、土壤重金属污染等方面的预警系统和具体模型的基础之上, 对污染预警系统产生的效果进行了评价, 并以已有的污染预警模型的特点为指导, 对放射性污染预警模型的建立提出了合理的建议, 期望促进放射性污染预警模型的研究和完善。
关键词：土壤污染,大气高浓度污染,预警模型,放射性污染预警
参考文献
[1]崔玉军, 陈宝.高放核废物地质处置中工程屏障研究新进展[J].岩石力学与工程学报, 2006, 25 (4) :842-847.
[2]严加永, 吕庆田, 赵金花.北京市土壤污染预警系统的设计与开发[J].地球学报, 2004, 25 (3) :379-384.
[3]侯彦林.中国农田重金属污染预警系统研究[J].农业环境科学学报, 2012, 31 (4) :697-705.
[4]陈静, 郭卫红, 王素丽.石家庄市空气污染预警天气背景分析及模型的建立[J].气象与环境学报, 2007, 23 (6) :62-67.
[5]夏丽华, 王芳, 王德辉.基于MODIS数据的城市光化学污染预警系统及预警等级研究[J].地理科学, 2006, 26 (6) :712-716.
[6]徐大海, 朱蓉.大气平流扩散的箱格预报模型与污染潜势指数预报[J].应用气象学报, 2000, 11 (1) :1-12.
[7]张先起, 朱玉仙, 李广贺, 等.灰色系统理论在地下水水质预报中的应用[J].长春地质学院学报, 1988, 8 (2) :56.
放射性污染物 篇7
关键词：α放射性,污染因素,污染,防治
1 前言
放射性污染物的危害主要是放射性核素通过自身的衰变放出的α、β和γ射线, 这些射线能使人的机体内起着重要作用的各种分子变得不稳定, 化学键断裂, 分子被电离生成新的分子, 引起遗传变异或诱发癌症, 这种人体受过量的放射线照射所得的疾病称为“放射病”, 最常见的放射病就是“白血病”, 即“血癌”, 并且对其他生物也会产生损伤和致病效应。有的放射性核素在水体、土壤中可转移到水生物、粮食、蔬菜等食物中, 并发生明显的浓缩与富集, 如水藻对90Sγ的浓缩倍数为10000倍, 鱼为1000倍[1]。这些富集的核素可通过食物链进入人体。而由于这种污染物很难用物理、化学或生物作用去降低其辐射强度, 只能靠自然衰变减少对环境的危害。
污染水体的放射性物质主要来源为天然放射性核素, 如40K、238K、236Ra、14C氘等[2];核武器核试验的沉淀物;核电站的废水、废气、废渣, 包括泄露;放射性同位素的生产、运输和应用等[3]。
污染水体最危险的放射性物质为90Sγ、137Cs等, 这些物质半衰期长, 化学性能与组成人体的主要元素钙、钾相似, 经水和食物进入人体后, 能在一定部位积累、增加对人体的内照射[4]。
城市生活饮用水放射性污染为较敏感问题, 故对其进行论证和预防十分必要。
2 金昌市水源α放射性污染的调查与治理研究
2.1 金昌市源水放射性的调查与检测
2.1.1 源水放射性的调查
(1) 调查范围。
金川峡水库上游约50km的东大河、西大河, 流域面积4000km。
(2) 调查时间。
丰水期及平水期。
(3) 调查方法。
采用分地段布设采样点。
(4) 采样地段。
皇城水库至金川峡水库;西大河水库出口至北海子水塘;大泉水库、老人头水库及可能流入金川峡水库的各股泉水。
(5) 采样点的分配。
金川峡水库为唯一水源, 东大河、西大河水系最后汇集点直接影响饮用水质, 在金川峡水库入口、水库内及金川公司净水站入口设采样点;东大河、西大河源头及汇入两河的各个小溪、各股泉水都设采样点;东大河较西大河水量大, 在皇城水库内及流入皇城水库的直河、斜河, 以及水库附近的几股泉水上设采样点;在可能流入金川峡水库的各股泉水上设采样点。
2.1.2 源水水样总α放射性的检测
(1) 检测方法[5]。
每个代表性水样取3个平行样, 每桶水样10L。向水样中加入10mL浓HCl, 调pH值至2～4之间。取水样2L加热、浓缩至50mL, 转移到已称重的坩埚内, 加入1mL浓硫酸慢慢加热蒸干, 560℃灰化, 冷却后称取160mg的残渣粉末, 研细, 均匀铺样 (可用乙醇和丙酮混合物溶解) 于直径为45mm的测量盘内, 置于BH1227四路低本底αβ测量仪中测量, 仪器经241Am和KCl标准校正。Α标准源探测效率74%。
(2) 检测结果。
具体测定结果详见表1。
由表1可以看出, 从丰水期及平水期两次水样的检测结果分析, 东大河水系总α放射性水平低, 丰水期中19个点水样低于或稍高于国标的有12个, 占70%;平水期中13个点水样11个低于国家标准, 占85%, 不超标的采样点基本分布于东大河主河道。流入皇城水库的直河、斜河及水库附近的几股泉水, 流入东大河的两条小溪 (9号、17号) 总α放射性较高, 为1.0～1.1Bq/L。
西大河总α放射性明显高于东大河, 除西大河水库出口和丰水期柴家庄总放射性符合标准外, 其他5个采样点的总α放射性均在0.2～0.42Bq/L之间, 最高测点是后塔寺红洋芋一线。
Bq/L
金川峡水库总体上总α放射性超过l-2Bq/L, 低于西大河而高于东大河, 其卧兔泉是最高的测点。
整个水源系统总α放射性最强的是北海子水塘 (为泉水, 来自地下水) 和老人头水库, 它们流入金川峡水库, 必然导致蓄水总α放射性的增加。
2.1.3 调查结论
通过对金昌市千平方公里范围内α放射性的调查表明:金昌市水源中的α放射性主要是由天然放射系-铀系、钍系和锕系的放射性核素引起的, 人工放射性核素没有检出。主要的放射性核素是U238、U234、U235, 其次是钍系的Th232、Th238、Thc (212B1) 和Thc (210Po) 的以及锕系的Ra226, 可能是由于上游泉水较多, 溶解了地壳中的放射性元素所致。
由于各源水点水平不一, 差别较大, 超标源点较多, 约占50%, 且地理位置分散, 有时一股地下水有几个乃至十几个泉眼, 多集中在西大河水库出口经后塔寺至北海子一线, 它们汇入金川峡水库, 是使水库总α放射性超标的主要原因。因此, 不能采用截流和堵源的办法来治理总α放射性, 只能在金昌市供水工程范围内采取有效的治理措施。
2.2 金昌市饮用水放射性污染的治理研究
降低饮用水中总α放射性方案探讨。根据金昌市水源总α放射性调查结果以及对源水水样总γ谱的分析表明:总α放射性主要是由天然放射系铀、钍和锕系及其子体引起的, 因此, 只要通过降低饮用水中的铀、钍、锕的浓度, 就能使总α放射性降低。根据此指导方向, 选定了采用混凝沉淀法、吸附法等处理方法进行实验研究, 整个实验的过程以铀、钍、锕含量的分析数据做为改变和确定实验条件的依据, 最后测定总α比活度作为最终的处理研究结果。
在混凝沉淀法及吸附法等处理方法的试验中, 通过对不同条件下, 投加不同剂量的各种净水剂的试验得出:选用5#净水剂的混凝沉淀法试验效果较好, 该方法使饮用水中铀、钍及总α放射性的去除率分别达到90%、60%、80%, 同时还能改善水的色度和浊度。产渣量为85g/t水, 因此确定此方法为降低α放射性的处理方法。
推荐方法的工艺流程为:原水→初沉→混凝→二沉→过滤→用户, 5号净水剂的投加量为75～125g/t水, 浓度5%;助凝剂的投加量为2g/t水, 浓度为0.2%。
3 金昌市供水工程水源头净化工艺的选择及可行性分析
3.1 金昌市供水工程水源水净化工艺的选择
关于降低饮用水总α放射性的处理工艺流程, 考虑到金昌市水源水含有机物及菌、藻类较多, 以及参考有关放射性废水的处理方法, 确定金昌市供水工程净水厂所采用的水处理工艺是较先进的处理设施, 可以提高处理效果, 具体表现在以下几个方面。
(1) 预沉池一改以往使用平流沉淀池的传统而改为旋流絮凝沉淀池。
(2) 二沉池选用斜管沉淀池, 并在沉淀池前部设置多级微涡体机械网浆反应池, 用以提高反应和沉淀效果, 对去除有机物中溶解于水中的胶体分子和放射性核素有重大意义。
(3) 将普通滤池改为V型滤池, 可使过滤介质在沉层截污, 达到滤速高、运行效果好的目的。
(4) 在预沉池配水井处投加液氯做预氧化处理, 以利去除水中有机物、菌和藻类等。
其工艺流程见图1。
根据所确定的工艺流程和水处理构筑物经预沉、二次沉淀、过滤的层层处理, 不仅使水源水在高浊度水期间也能保证良好的去除率, 二沉池亦有良好的反应条件和较高的沉淀效果, 对有机物污染、放射性核素有较好的去除效果。
3.2 金昌市供水工程水源水净化工艺的可行性分析
由于金昌市供水工程水源水净化工艺流程是根据试验结果推荐的工艺流程而确定的, 有一定的理论试验根据, 而通过对小型及扩大试验的试验数据分析看出:5#净水剂混凝沉淀法适用于饮用水总α放射性的治理, 能有效去除饮用水中铀、钍等微量元素, 使饮用水中铀、钍及总放射性的去除率分别达到90%、60%、80%。放射性可降到0.1Bq/L以下, 符合生活饮用水卫生标准, 而且废渣量较低, 产渣量为85g/t水, 泥渣的总α放射性水平为2.4×103Bq/kg左右, 低于固体放射性废物1.85×104Bq/kg的国家标准, 亦不属于放射性废物, 不必进行特别处理, 也不会造成二次污染。
因此, 从试验基础和理论上分析, 金昌市供水工程净水厂所采用的对水源水放射性污染的化学沉淀工艺是基本可行的。
另外, 由于生活饮用水微量放射性元素治理不同于放射性废水, 其特点是水量大、放射性水平低、水质要求较为严格。虽然目前国内外对治理放射性废水的研究较多, 但对直接论述生活饮用水放射性治理的题材很少, 还没有对从饮用水中去除铀、钍, 降低总α放射性的确切方法, 还需在实践中逐步探索、研究, 寻找最佳、确切的治理措施。
综上所述, 金昌市供水工程净水厂净化工艺应在实践中加以验证, 在水厂正常运转后, 针对放射性物质而合理布设水样监测点, 以测定全工艺过程中的放射性物质, 寻找其变化规律, 不断地探索、研究, 以求更高的、有效的去除效果。
4 结论与建议
4.1 结论
金昌市生活饮用水源总α放射性, 由于各源水点水平不一, 差别较大, 超标点约50%左右, 地理位置分散, 多集中在西大河水库出口经后塔寺至北海子一线。金川峡水库总放射性在0.2Bq/L左右, 饮用水在0.3Bq/L左右。各源水点的检测值多在0.3Bq/L以上, 最高达0.9Bq/L, 对总α放射性的治理不能采用截流和堵源的办法。源水水样总γ能谱分析出金昌市生活饮用水源水总α放射性来自天然放射系——铀系、钍系和锕系的一系列放射性核素。因此, 确定了治理总α放射性的指导方向就是降低饮用水中的铀、钍浓度。经类比且通过在不同条件下, 分别投加不同净水剂的试验表明:采用混凝沉淀法、投加5号净水剂可使金昌市源水的铀、钍及总α放射性的去除率达到90%、60%、80%以上, 处理后的总α放射性降至0.04Bq/L, 符合国家生活饮用水卫生标准, 且产渣量低, 处理1t水产渣量85g左右, 每年产渣量为3102.5t/年 (以10万m3/d规模计) , 泥渣的总α放射性水为2.5×104Bq/kg的低于固体放射性废物1.85×104Bq/kg的国家标准, 不属于放射性废物。因此推荐的工艺流程为原水+初沉+混凝+二沉+过滤+用户。
4.2 存在问题和建议
4.2.1 存在问题
由于试验数据和理论分析与实际操作必然有一定的差距, 由试验效果推荐的治理总α放射性的工艺, 应在实际运行中加以验证。
4.2.2 建议
(1) 为了充分验证金昌市供水工程净水厂工艺对总α放射性去除的效果, 建议水厂应配置放射线监测仪表和设备, 并在全工艺过程布设监测点, 从动态和静态来跟踪放射线, 以求掌握其变化规律, 从实践中探索、研究生活饮用水微量放射性物质去除效果, 以求得一种确切的治理措施, 填补国内外在这方面的空白, 使金昌市人民用上放心水, 确保金昌市城市居民的身心健康。
(2) 对于水厂处理过程产生的泥渣, 不属放射性固体废物, 不必进行特殊处理, 如能脱水后在废矿井中深埋、封存则更为安全可靠。
参考文献
[1]Ivanov L M, Margolina T M, Danilov A I.Application of inverse technique to study radioactive pollution and mixing processes in the Arctic Seas[J].Journal of Marine Systems, 2004, 48:117～131.
[2]张天祝.应对核与辐射突发事件的研究[J].核安全, 2009 (3) :6～11.
[3]Cerne M, Smodi B, trok Mo.Uptake of radionu-clides by a common reed (Phragmites australis (Cav.) Trin.ex Steud.) grown in the vicinity ofthe former uranium mine at Zirovski vrh.Nuclear Engineering and Design, 2011, 241 (4) :1282～1286.
[4]Lee Minhee, Yang Minjune.Rhizofiltration usingsunflower (Helianthus annuus L.) and bean (Phaseolus vulgaris L.var.vulgaris) to remediateuranium contaminated groundwater[J].Journal of Hazardous Materials, 2010, 173:589～596.
放射性污染物 篇8
1 饮用水放射性污染水平的现状
国内的研究主要集中在这一方面,谭汉云等[4]对广州市2010年出厂水、管网水、井水和末梢水的总α和总β 放射性水平进行监测分析,共采集水样184个,其中只有出厂水和末梢水各有1个水样超标,其余全部合格,超标原因有待分析。顾晓莉等[5]对2008—2009年吉林省送检的生活饮用水总α和总β 放射性水平和5个行政区域矿泉水 226Ra放射性水平进行了监测,结果显示,放射性浓度全部符合国家标准。张继勉等[ 6 ]于2010年采集天津市政供水水源水、出厂水、管网水和9个区县的深井水共126个样品监测总α、总β放射性,监测结果均低于国家标准限值。类似的研究还有:孙小娜等[7]对新疆维吾尔自治区2001—2004年饮用水放射性水平测定,武丽等[8]对2006年河南省地下水总α、总β放射性的调查,晁斌等[9]对珠海地区山泉水放射性水平的调查,张雷等[10]对湖南省湖南省生活饮用水总α、总β放射性水平的调查等。收集从1962年开始至2007年全国27个省区、4个直辖市的各种饮用水水体,包括水源水、水库水、自来水、井水和泉水等近5 000条数据显示,我国大部分地区的饮用水中放射性水平均达到WHO和我国规定的饮用水限值要求[11]。除了天然放射性水平的本地调查外,人工放射性污染源对生活饮用水的污染也日益受到重视,其中以核电站对饮用水的影响最为典型。胡玉芬等[12]对秦山核电站周围饮用水总放射性水平进行历时7年的调查研究,结果显示,距离核电站不同距离内水体总放射性的差异无统计学意义,未显示饮用水中放射性水平与距离核岛远近有相关关系,未发现核电站对周围30 km内饮用水产生影响。
2 饮用水放射性污染与人群健康关系的研究
放射性核素可通过吸入、食入等途径进入人体,进而导致内照射,饮用水是其被食入的媒介[13]。影响人类的射线主要有3种,即α、β、γ射线。由于γ 射线是不带电的光子,所以它对人体内照射的危害要比α、β射线都小。因此,对饮用水而言主要关注α和β 射线的水平。其中由于α粒子的传能线密度很高,故对发射α粒子的同位素应予以特别关注。水体中最常见的放射性核素是 222Rn、226Ra、234U、228Ra,其中 222Rn、226Ra和 234U,来自 238U的放射性衰变;而 228Ra来自 232Th的衰变[14]。水体中总α射线主要来源于天然U、Th和 226Ra,水体中总β活度主要来自长寿命核素 40K等[10,15]。水中溶解的 226Ra的危害约为 90Sr的40倍,40K是环境水样中总β活度的主要成分[16]。因此,对水中放射性核素主要关注U、Th、226Ra和 40K。按照WHO《饮用水水质准则》第3版[2]的建议,饮用水中总α活度的“指导值”为0.5 Bq/L,总β为1 Bq/L,其目的在于确保人在每日消耗2L水的情况下,受到的年剂量当量低于0.1 m Sv/a。
总α、总β均属电离辐射,现有研究表明,其对公众健康产生的危害效应包括确定性效应、随机性效应、胚胎和胎儿效应﹑皮肤效应4种[17]。Ra吸收后早期,在选择性地向骨骼中转移时,也有一部分向软组织中扩散,晚期机体中的镭95%以上分布在骨骼,引起无菌性骨坏死、骨肉瘤和鼻窦癌[18,19]。虽然Rn是一个被确认的可以导致人类肺癌突变的变应原。然而饮用水中的Rn含量比较低,从水中的释放量对室内空气中氡浓度的贡献量很小,来自饮用水中的氡导致的胃癌和其他的胃肠的恶性肿瘤风险是比较小的[19]。
当放射性同位素被排泄或分泌进入尿液的时候,膀胱和肾脏将会接受一定放射性剂量内照射,从而使得肾脏和膀胱成为易受危害的器官。文献[20]报道采用病例对照研究的方法研究膀胱癌和肾癌与饮用水中Rn、Ra和U的相关关系,结果显示,3种放射性核素与膀胱癌和肾癌风险增加没有明显的关联性。作者认为这可能与水在饮用时加热使得部分放射性核素蒸发、统计偏移以及研究的样本量少有关系,放射性核素与癌症的关系研究仍需继续。虽然职业队列研究中没有证据显示在U暴露工人中的与肾脏相关的死亡率升高,但是最近研究认为肾脏是高U暴露的靶器官[21]。职业和基于社区人群的研究显示,慢性暴露于高浓度U饮用水中可以导致对肾脏的负效应,可致使尿中出现近曲小管损害的生物标志物,具体的影响机制尚不清楚,需要进一步的研究[21]。
WHO评估因摄入食品和饮用水而导致的辐射水平的年有效剂量为0.3 m Sv,约占各种辐照源导致的总照射水平的8%[2],但是当饮用水总α、总β放射性水平超过标准值或者发生放射性污染事故时,需要对饮用水中的放射性核素进行分析,从而进行风险评价,以明确饮用水放射性污染对健康的风险程度[3,19]。
3 健康风险评价
国际癌症研究机构(IARC)根据污染物对人体产生的健康危害效应,以及对通过饮用水途径而导致危害的有毒物质的风险评价研究结果,建立了放射性物质通过饮用水途径所致的平均个人健康危害风险模型为[14,22,23,24]:
式中,Rir为放射性污染物 (ii=1,2,…,I)通过饮水途径所产生的平均个人致癌年风险,a-1;Di为放射性污染物i通过饮水 途径所产 生的年有 效剂量 ,Sv/a;1.25×10-2为辐射诱发人体癌症死亡的概率,Sv-1;ua 为年龄组个人年饮用水摄入量,L/a;ga 为a年龄组通过饮水途径的剂量转换因子,SV/Bq;△Ci为i放射性污染物的在水中的活度浓度,Bq/L。
对于不同年龄组的人均年饮用水摄入量、不同性别及年龄组人群对应不同放射性核素的剂量转换因子具体数据可以参照美国环境保护局(EPA)[3]和欧盟[14]的相应规范。美国EPA将认定A类致癌物质的风险可接受度是最严格的,建议采用百万分之一(1.0-6)进行控制,随着污染物致癌证据充分程度的降低,风险可接受度可以逐步放宽,不应高于万分之一(1.0-4)[25]。采用该种评估方法Gharbi等对突尼斯桶装矿泉水中 234U和238U放射性水平进行监测,两种放射性核素的效应剂量低于WHO推荐的最高剂量[26]。
采用该种评估方法,Kim等[27]对韩国地下水中U的浓度进行了为期4年的调查,假定在饮用该水的情况下,由U而造成的超额癌症风险进行了评估;Ajayi等[28]对来自尼日利亚Ogun州20个城市浅井水样品进行了40K、226Ra、228Ac和 235U放射性活度的测量,并对不同年龄组人群接受的放射性剂量进行了评估,结果显示不同年龄组人群接受的放射性剂量有所不同(<1岁组>2~7岁组>大于或等于17岁组)。局部地区 226Ra的年有效剂量率超过了国际放射性委员会(ICRP)所规定的保护限值(1.0 m Sv/a),作者认为这些井水应进行放射性处理后再饮用。不同年龄组人群接受到的放射性剂量不同,Ajayi[14]对该地区的其他研究得出了类似的结果;Fatima等[29]对巴基斯坦首都伊斯兰堡和拉瓦尔品第市的11种不同品牌的销售桶装饮用水中的 226Ra、232Th、40K 3种放射性核素浓度进行了测量,与5~10、10~15岁和大于18岁的人群相比,1~5岁的孩子是对来自 226Ra的年有效剂量最高,4个人群通过桶装饮用水而导致的年剂量当量低于WHO推荐的0.1 m Sv/a。类似的 研究还有 ,Bronzovic等[30]研究认为克罗地亚自然矿物质和山泉桶装水中的 226Ra的浓度虽然符合克罗地亚的法规要求,但是在婴儿和青少年中,来自矿物质水的最高的226Ra的年剂量 当量要比WHO推荐的剂 量(0.1 m Sv/a)高7、8倍,而成年人和老年人对 226Ra不敏感,他们的年剂量当量则相当低。
除采用个人健康危害风险模型外,Li等[31]使用放射性化学法和α谱仪对天然饮用井水的的U浓度进行测量,同时测量饮用该井水的某家庭的5名成员尿中的U浓度,使用理论生物动力学模型(TheoreticalBiokinetic Modeling)对该人群从饮用水中摄入的 234U和238U的摄入、转化、分布、保留和排泄进行放射性危害评价。郑孝俊等[13]将水质模型和环境流体动力学程序模型与健康风 险评估问 题相结合 ,假定水源 水受到50 TBq的 137CS的污染后,以死亡风险和患病风险系数来评估 137CS对人体的健康风险。但是这些预测模型较健康风险模型更为复杂,应用性受到限制。
4 展 望
对比国内外的研究结果发现,国内研究偏重于简单调查研究,大多数是对总α和总β 放射性的测量,缺乏对放射性核素及各种核素可致有效剂量的分析,应参考国外研究进展,开展我国放射性污染与人群健康关系和风险评价等方面的研究[32,33]。
放射性污染物 篇9
1 材料与方法
1.1 实验设备
(1) γ能谱测量分析系统。水及生物样品监测使用美国ORTEC公司生产的高纯锗 (HPGe) γ能谱分析系统分别测量;P型探测器;对60Co点源1 332 keV特征峰的相对探测效率分别为70%和50%;分析软件为系统附带的Gamma Vision 32。
(2) 总α放射性、总β放射性监测使用北京核仪器厂生产的BH1216Ⅲ型二路低本底α、β测量装置。
1.2 样品采集
自来水为城市供水网末梢水, 黄河水采于兰州港码头, 牛奶为兰州郊区奶牛场的原奶, 蔬菜样品采集自市区集贸市场的新鲜菠菜。2011年3月30日至4月26日每天采集自来水、黄河水各一份进行总放射性监测。2011年4月11日至12月5日共采集自来水20份、黄河水20份、牛奶21份、菠菜21份进行放射性核素监测, 其中4～7月为每星期各采一份样品, 8～12月每月各采一份样品。
1.3 γ谱分析样品制备
自来水、黄河水、牛奶样品直接装入样品盒中测量;菠菜样品购回后不清洗, 直接切碎, 装入样品盒中测量。装样时尽可能使样品的密度均匀。样品盒为圆柱形, 直径70 mm、高66 mm, 材质为聚乙烯。
1.4 质量控制
γ谱测量系统定期使用标准源对系统进行工作状态检查, 使用可溯源的标准源进行系统能量、效率刻度。在测量时用样品固定装置保证样品和标准源与探测器的位置一致。在进行多样品连续测量时, 每天利用60Co标准源对系统的FWHM、道址漂移、探测效率进行核查。2007—2010年连续参加由中国疾病预防控制中心辐射防护与核安全医学所组织的年度γ放射性核素能谱分析比对, 各项数据均符合要求。
低本底α、β测量装置使用可溯源的标准源进行效率刻度, 在样品测量间隙测量标准源效率和本底计数率以检验系统工作状态是否正常。参加并通过了由中国疾病预防控制中心辐射防护与核安全医学所组织的全国比对。
1.5 样品分析
γ放射性样品分析、误差计算参照国家标准《用半导体γ谱仪分析低比活度γ放射性样品的标准方法》 (GB/T 11713-1989) 。大气气溶胶监测系统的对放射性核素131I、137Cs、134Cs、136Cs最低可探测浓度[1]分别为3.7×10-6 Bq/m3、3.0×10-6 Bq/m3、2.6×10-6Bq/m3、3.3×10-6Bq/m3。
由于此次监测为核事故应急监测, 及时上报监测数据是关键, 因此, 在进行水及生物样品的γ放射性检测时没有按照常规的分析方式进行样品灰化、蒸发浓缩等前处理。对放射性核素131I和137Cs的最低可探测浓度为10-1 Bq/L或Bq/kg水平。
自来水、黄河水的总α放射性、总β放射性测量方法按照《生活饮用水标准检验方法》[2]进行。
2 结果
2.1 水及食品中γ放射性核素监测结果
兰州地区采集的自来水、黄河水、牛奶及菠菜样品中均未检测出放射性核素131I和137Cs。
2.2 水中总α放射性、总β放射性监测结果
自来水、黄河水样品的总α放射性、总β放射性监测结果见表1。监测数值均低于国家生活饮用水卫生标准中总α放射性0.5 Bq/L, 总β放射性1.0 Bq/L的限值[3]。
3 讨论
(1) 兰州地区水和食品中未检测出日本福岛核事故泄漏放射性核素。
兰州地区的自来水、黄河水总α放射性和总β放射性监测结果均低于国家生活饮用水卫生标准中总α放射性0.5 Bq/L、总β放射性1.0 Bq/L的限值。自来水、黄河水、牛奶和蔬菜中均未检测出131I、137Cs, 即便存在放射性污染, 其浓度也低于国家标准中的食品放射性物质限值 (见表2) , 更远远低于核事故应急食品通用行动水平的限值 (见表3) , 不会对公众健康产生危害。
自来水、黄河水、牛奶及菠菜样品中未检测出核事故泄漏放射性核素的原因, 除系统最低可探测浓度较高外, 还可能是: (1) 由于季节原因, 兰州地区在放射性污染影响期间蔬菜主要在大棚中种植, 没有受到污染或污染较轻; (2) 兰州地区春季无青饲料, 奶牛食用的饲料为前一年储存, 受到放射性污染的可能性较小, 更不易对牛奶造成污染。
(2) 通过对自来水、黄河水、牛奶、菠菜样品监测数据进行分析认为, 福岛核事故所致兰州地区食品及饮用水放射性污染不会影响公众健康。
摘要：目的 调查由日本福岛核事故导致的兰州地区放射性污染情况。方法 监测兰州地区自来水、黄河水、蔬菜、牛奶中的核事故泄漏放射性核素及自来水、黄河水的总α放射性、总β放射性。结果 兰州地区采集的自来水、黄河水、蔬菜、牛奶样品中未检测出来自核事故泄漏放射性核素, 自来水、黄河水样品的总α放射性、总β放射性监测结果均低于国家生活饮用水卫生标准中的限值。结论 日本福岛核事故导致的兰州地区放射性污染不会对公众健康造成影响。
关键词：福岛核事故,兰州地区,放射性核素,应急监测
参考文献
[1]GB/T11713-1989.用半导体γ谱仪分析低比活度γ放射性样品的标准方法[S].北京:中国标准出版社, 1989.
[2]GB/T5750.13-2006.生活饮用水标准检验方法[S].北京:中国标准出版社, 2006.
[3]GB5749-2006.生活饮用水卫生标准[S].北京:中国标准出版社, 2006.
[4]GB14882-1994.食品中放射性物质限制浓度标准[S].北京:中国标准出版社, 1994.