Embed Size (px)
Citation preview
STRALINGSBLDGTSTELLING AS GEVOLG VAN RADIOAKTIWITEIT
IN DIE OMGEWING VAN KERNINSTALLASIES
deur
DEODANDUS VAN AS
Proefskri-f goedgekeur vir die graad van Doktor in Fisika
aan die Universiteit van Stellenbosch.
Promotor Dr. J.K.. Basson
Mede-Promotor : Prof. Dr. W.L. Rautenbach
November 1975
DANKBETUIGINGS
•f'
'n Proefskrif van hierdie aard sluit gegswens in wat oor baie
jare versamel en verwerk is en dit is vanselfsprekend dat 'n groot
aantal persone betrokke was en meegewerk het aan die verskeidenheid
projokte wat in dié werk saamgevat is. Aan elkeen van hierdie ge-
trouc medewerkers my opregte waardering vir hul hulp.
Ek is baie dank verskuldig aan Dr. J.K. Basson, Direkteur van
die afdeling Isotope en Straling van die Raad op Atoomkrag vir sy ppr=
soonlike belangstelling, gedurige aanmoediging oor baie jare en veral
vir die positiewe luiding wat hy gegee het as promotor van hierdie
proefskrif.
Ek betuig rny opregte dank aan Prof. W.L. Rautenbach van die
Merensky-instituut vir Fisika aan die Universiteit van Stellenbosch vir
sy waardevolle kritiek, raad en leiding as mede-promotor.
Aan my kollega en medewerker op baie projekte, Connie Vleggaar,
my opregte dank vir haar waardevolle samewerking waarsonder hierdie work
veel armer sou gewees het. Ook aan Ockie Fourie 'n woord van dank vir
sy bydrae veral met die studies te Duinefontein.
'n Spesiale woord van dank aan Elsa Nell en Petru Massyn wat
onder groot druk sulke puik tikwerk gedoen het, ook aan Folkers Kroep
vir sy hulp met die taalkundige versorging en aan Willie van Heerden en
sy span vir die drukwerk en reproduksie.
Laaste "laar nie die minste nie aan Retha vir haar morele ondsr-
steuning en geduld oor baie aande.
Pis
k' J
ió
-00O00-
Hierdie navorsing is uitgevoer by die Afdeling Isotope en Straling
van die Raad op Atoomkrag te Pelindaba en ek dank hulle vir die toestemming
om die werk in dié vorm te publiseer.
'mOPSOITONG
Weens die verwagte groei van die kernnywerheid in Suid-Afrika
is die effekte van die meegaande radioaktiewe vrylatings op die nmgewinf;
van groot praktiese sowel as wetenskapliKe belang. Fisiese bepaling
van stralingsblootatelling van die mens is dan ook die internasionaal
aanvaarde maatstaf van die moontlike langtermyneffekte wat nie medies
voorspel kan word nie.
'n Volledige studie is gemaak van die radiaaktiewe afval oor
Suidelike Afrika as gevolg van kernbomtoetse. Hieruit spruit resultatf:
van wetenskaplike beüang voort wat die mesometereologie sowel as gesonri»
heidsfisika betref. Laasgenoemde omvat die verband tussen lugkonsentra=
sie en grondneerslag, die oordrag van luggedrae I na melk en die a!< =
90 137kumulasie van Sr en Cs in di& mens volgens wisselende dieet.
'n Tegniek is ontwikkel om atmosferiese dispersie deur middel van
neutronaktiveerbare spaarders, eksperimenteel te bepaal. Hierdie metode
is dan ook met groot vrug op Pelindaba toegepas, terwyl spdanige studie
op Duinefontein reeds aangepak is.
'n Deeglike ondersoek is uitgevoer om die konsentrasiefaktore van
'n groot aantal elemente in die osenan te bepaal. Hierdie resultate is
ook in die konvensionele oseanologie van waarde.
Al hierdie gegewens is ingespan tesame met die kritiekepadbenadering
om die stralingsblootstelling van die publiek in die omgewing van kernin-
stallasies te bepaal. Dit het reeds gelei tot die vasstelling van maksi=
mum toelaatbare vrylating.s deur die RAK vir Pelindaba en vir EVKOM se
53pesifikasier vir Koebergtenaers.
3U
-i]
Il
INHOUDSOPGAWE
1. INLEIDING
Uladny8
2. STRALINGSBEHEER
2.1 Stralingsdosismeting2.2 Plaksimum Toelaatbare Dosisse en Dosisperke2.3 Afgeleide Veilige Konsentrasies2.4 Kritieke Paaie2.5 Spesifieke-aktiwiteitsbenadering
07
1213
NGRMALE STRALINGSBRDNNE 17
3.1 Kosmiese Straling3.2 NatuurlikR Radioaktiwiteit in die Aardkors3.3 Mediese Blootstelling3.4 Beroepsblootstelling
18202324
STRALINGSBLOOTSTELLING AS GEVOLG VAN KERNBOMAFVAL
4.1 Atmosferiese Kernborntoetse
26
2B
4.1.1 Opbrengs en verspreiding van radioaktiwiteit 27
4.1.2 Waarneming van kernbomafval oor Suid-Afrika 28
4.2 Dosisberekeninge 29
'4.2.1 Uitwendige blootstelling 30
4.2.2 Inwendige dosis as gevolg van inaseming 344.2.3 Inwendige dosis as gevolg van voedselinname 36
4.2.3.1 Jodium-131 384.2.3.2 Sesium-137 414.2.3.3 Strontium-90 42
5. RADIOAKTIEWE VRYLA7INGS OEUR KERNINSTALLASIES
5.1 Inventaris van Radioaktiwiteit5.2 Vrystellingsmeganismes5.3 Omgewingstudies by S.A. Kerninstallasies
5.3.1 Masionale Kernnavorsingsentrum, Pelindaba5.3.2 Koeberg-kernkragsentrale, Duinefontein
5.3.2.1 KritisKe paaie5.3.2.2 Ekologiese faktore
' 5,3.3 Uraanbedryf5.3.4 Kernaangedrewe skepe
45
464950
5256
5759
6Cfi-1
il
ij
Bladsy
6. AmOSFFiRIESE QLOOTSTELLINGSPAAIË
6.1 Atmusferiese Verdunning6.2 Eksperimentele Bepaling van Verdunning
6.2.1 Spaorders6.2.2 Vrylating6.2.3 Versameling6.2.4 Ontleding6.2.5 Weerkategorië6.2.6 Resultate en bespreking
6.3 Afgeleide Veilige Vrylatings
6.3.16.3.2
PelindabaDuinefontsin
63
63G'i
707272737475
79
7986
7. OSEANOLOGIESE KONSENTRASIEFAKTORE 91
7.1 Konsentrasieprosesse in die Sree 91
7.1.1 Fisiese konsentrasie 93
7.1.2 Biologiese konsentrasie 96
7.2 Eksperimentele Bepaling van Biologiese Konsentrasie 98
7.2.1 Monstervoorbereiding 99
7.2.2 Ontleding 1007.2.3 Resultate 104
7.3 Afgeleide Veilige Vrylatings 105
BESPREKING
8.1 Normale Stralingsdosisse8.2 Stralingsdosisse vanaf Kerninstallasies
8.2.1 NKNS, Pelindaba8.2.2 Koeberg A, Duinefontein
8.3 Slot
117
117119
119121
124
9. VERWYSINGS 126
10. AANHANGSELS
10.1' Waarneming van Lae Radioaktiwiteit
10.1.1 Alfa- en Betatelling10.1.2 Gammaspektrometrie
10.2 Spektrumonfcleding
10.2.1 Wiskundige formulering en prosedurp
10;3 Analitiese Gehaltebeheer
10.4 Statistiese ontledings
136
136
136137
140
140
142
£.
1 . INLEIDING
Daar word allerwee verwag dat die kernnywerhsid in Suid-Afrika in die
eersvolgende dekades merkwaardig sal groei en dat alle aspekte van die brand=
stofsiklus vanaf die ontginning van uraan deur verwerking en verryking, tot
die produksie van Kernkrag, hierby betrokke sal wees, asook die reeds gevestigde
•aanwending van radioaktiewe isotope en straling op inediese-, landbou- en nywer=
heidsgebied.
Alhoewel daar vir die huidige geen kernkragreaktore in gebruik is nie,
is twee eenhede van ongeveer 1 000 MW Lelektries) elk wat op Duinefontein, 28
km noord van Kaapstad, opgerig sal word, in 'n gevorderde stadium van bnplan=
ning. Die eerste eenheid behoort teen 1962 in gebruik te wees met die tweede
om 'n jaar later te volg (Regan en Walmsley, 19751. Die Huidige gsïnstalleerde
elektrisiteitsvoorsieningsvermoë van sowat 14 000 MW(e) word hoofsaaklik deur
konvensionele steenkoolkragsentrales voorsien. Indien 'n jaarlikse groei van
sowat B % voortduur - d.w.s. 'n verdubbelingstyd van 10 jaar - sal daar teen
die einde van die eeu sowat 64 000 PIW(e) nodig weas (Van Deventer, 1973).
Volgens 'n onlangse gesamentlike studie deur die Elektrisiteitsvoorsienings=
kommissie (EVKOM) en die Raad op Atocmkrag (RAK, 1974) van die status van kern=
krag tot die einde van die eeu, op ekonomiese omstandighede van 1974 gegrond,
sal die geïnstalleerde kernkrag teen die jaar 2 000 meer as 12 000 MW(e) beloop,
of 20 % van die totale geïnstalleerde elektriese vermoë.
Ander aanwendings van kernreaktore is vir navorsingsdoeleindes by die
Nasionale Kernnavorsingsentrum, Pelindaba en vir aandrywing, soos in die geval
van 'n aantal duikbote en enkele handelsvaartuie, soos die N.S. OTTO HAHN, wat
Suid-Afrikaanse hawens herhaaldelik bgsoek.
'$ £1
i §
2.
Die klowingsproses wat in al bogenoemde gevalle vir die vrystelling van
groot hoeveelhede energie verantwoordelik is, lei terselfdertyd ook tot die
vorming van groot hoeveelhede radioaktiwiteit. Behalwe die sowat 200 versKil=
lende klowingsprodukte, word 'n aantal neutronaktiv&ringsprodukte ooK as
gevolg van die wisselwerking van die hoë neutronvloed met struktuurmateriale
gevorm. Die grootste deel van hierdie radioaktiewe materiale bly normaalweg
in die brandstofelemente verkan en word slegs tydens brandstofverwerking vry=
gestel.
Die nodige tegnologie bestaan alreeds om groot hoeveelhede radioaktiewe
afvalmateriaal op roetinewyse doeltreffend in te perk, te hanteer, te verwerk
en om langlewende isotope veilig te berg. Een van die opvallendste ksnrnerke
.van hierdie tegnologie is dat die bekamping van radioaktiewe besoedeling van
die orngewing van meet af aan wêreldwyd die hoogste voorkuur geniet het.
Bekamping van besoedeling op hierdie gebied is tans so suksesvol dat slegs 'n
baie klein gedeelte van die aktiwiteit wat geprodusaer word, aan die omgewing
vrygestel word. In werklikheid verteenwoordig die roetinevrystelling van
radioaktiwiteit aan die omgewing deur kerninstallasies so min materie dat dit
slegs vanweë die stralingseienskappe daarvan waarneembaar is. Waarneming
op hierdie wyse is selfs moeilik omdat dit teen die natuurlike stralingsagter=
grond van kosmiese strale, natuurlike radioaktiwiteit en kernbomneerslag gedoen
moet word.
Die gevolge van geringe blootstelling aan ioniserende straling is moeilik
om te bepaal omdat die kliniese en genetiese uitwerking op individue alleenlik
by veel hoer dosisse waarneembaar is. By gebrek aan bewyse dat daar 'n drum=
pel bestaan waarbenede geen stralingseffekte optree nie, het die Internasionale
Kommissie vir Radiologiese Beskerming (IKRB) die konserwatiewe aanname gemaak
(IKRB, publ. 2, 6, 9) dat die dosiseffek-verband reglynig is, en is die effekte
wat by hoë stralingsdosisse in die radioterapie, in kernbomontploffings en in
die beroepsblootstelling van radioloë en radiumwerkers waargeneem is.
r
3.
geëkstrapoleer om die moontlike gevolge van langdurige blootstelling aan hier=
die baie lae dosisvlakke te evalueer.
Die IK.RB se aanbevelings oor maksimum toelaatbare dosisse aan beroeps=
werkers word wêreldwyd aanvaar. In die geval van blootstelling van die pu=
bliek sttl dié liggaam dosisperke voor gelykstaande aan •vlO van dié van
stralingswerkers, maar beklemtoon dat alle onnodige stralingsblootstelling vermy
moet word, d.w.s. straling vanaf toepassings wat geen voordeel inhou en dus geen
regverdiging het nis. Verder moet dosisse so laag gehou word as wat redeli=
kerwyse met inagname van ekonomi^se en sosiale oorwegipgs moontlik is. Git
is dan ook die taak van die betrokke owerheid wat 'n kernlisensie uitreik.
Die aanbevelings het betrekking op stralingsdosisse aan verskillende organe van
.die mens. Omdat sodanige metings nie prakties uitvoerbaar is nie, word
waardes wat nis tot oorskreiding van die IK.RB se dosisper.;e sal lei nie, vir
verskillende skakels in die voedselketting afgelei. Hierdie beginsels sowel
as uitvoering van die IKRB se aanbevelings word in Hoofstuk 2 breedvoerig
behandel.
Die vernaamste stralingsbronne waaraan die Suid-Afrikaanse bevolking
reeds blootgestel is, is straling van natuurlike oorsprong, mediese straling
wat hoofsaaklik van diagnostiese X-straalondersoeke afkomstig is, en kernbom=
neerslag. Eersgenoemde sluit in kosmiese straling, die oerkernsoorte met
halveringstye van ongeveer die ouderdom van die aarde, t.w. U, Th, K.
en hul onderskeie vervalprodukte asook radioaktiewe kernsoorte wat deur na=
tuurlike kernreaksies tussen kosmiese strale en elemente in die atmosfeer
3 14gevorm word, nl. H en C. Die stralingsdosisse vanaf hierdie bronne is
reeds oor die wereld indringend bestudeer CUIMSCEAR, 1956, 1962, 1966), en vir
die doel van hierdie studie word dit net oorsigtelik behandel en perke ver=
strek waaraan die plaaslike bevolking blootgestel kan word. Straling weens
mediese ondersoeke is eweeens die onderwerp van vrarskeie intensiewe wêreldwye
ondersoeke (UNSCEAR, 1958, 1962). Alhoewel daar nie VBel oor die werklike
j!
If'/
rL
4.
dosisse bekend is wat aan die Suid-Afrikaanse bevolking toegedien word nie,
kan aanvaar word dat die vlakke soos in cnder westerse lande bepaal ook hier
van toepassing is.. Hierdie aspekte word in Hoofstuk 3 behandel.
Kernbamneerslag is die gevolg van kernwapentoetse wat gedurende die
laaste drie dekades uitgevoer is en het tot die besoedeling van allo dele van
die biosfeer gelei. 'n Intensiewe landswye ondersaek van hierdie stralings=
bron is oor 'n tydperk van 10 jaar uitgevoer (Van As et al. 1974a). Die belang=
rikste paaie van stralingsblootstelling is vasgestel en die dosisse aan die
Suid-Afrikaanse bevolking, volgens die gemete konsentrasies in verskillende
mediums in die biosfeer bereken, word volledig in Hoofstuk 4 gegee. Die waar=
nemings is ook gebruik om oordragsfaktore tussen verskillende komponente van
voedselkettings vas te stel en hierdxe parameters is in die evaluering van
radioaktiewe vrylatings deur kerninstallasies toegepas.
Die beplanning van radioaktiewe vrylatings en die beheer oor stralings=
blootstelling a.g.v. die bedryf van kerninstallasies in Suit'-Afrika vereis dat
'n deeglike omgewingstudieprogram vooraf uitgevoer word en bevat ook 'n opname
van agtergrondradioakti\dteit, bevolkingsgewoontes, landbouproduksie, voedsel =
kettings, ens. Die moontlike paaie waarlangs die publiek aan straling deur
die installasie blootgestel kan word, word met behulp van hierdie gegewens
geëvalueer en word kritieke paaie herken. Plaaslike moniteerprogramme wat
as deel van hierdie studie uitgevoer is, word volledig in Hoofstuk 5 bespreek.
Vloeibare en luggedrae afval is van besondere belang omdat dit by uit=
stek tot besmetting van die voedselketting kan lei. Stralingsdosisse '/Jat
die gevolg van sodanige vrylatings is, word deur 'n verskeidenheid faktore
beïnvloed. Hierdie faktore berus op plaaslike omstandighede en verskil in
onderlinge belang. So hang die bestemming van vrylatings aan die atmosfeer
byvoorbeeld ten nouste saam met lugbewegings en atmosferiese stabiliteits=
toestande wat tot die neerslag van partikulêio materiaal op grond, plante en
I I
ifei
5.
die see-oppervlak lei, vanwaar die radioaktiewe materiaal in voedselkettings
opgeneem kan word wat na die mens lei. 'n Spesifieke ondersoek na die
fisiese gedrag van luggedrae radioaktiewe vrylatings tydens plaaslike meteoro=
logiese toestande sowel as die daaropvolgende biologiese opname is dan ook op
Pelindaba uitgevoer en word in Hoofstuk 6 beskry.f.
Op dieselfde wyse ondergaan die vrylating van vloeibare afval aan die
grond, riviere of die oseaan prosesse van verspreiding, verdunning en adsorpsie
wat tot die opname daarvan in 'n verskeidenheid voedselkettings kan lei. Die
belangrikste eetbare seevoedselsoorte wat langs die Kaapse weskus voorkom, is
eksperimenteel bestudeer en konsentrasiefaktore vir die belangrikste elemente
wat in die radioaktiewe storting te Duinefontein varwag word, is gemeet en
word in Hoofstuk 7 gegee.
Ten slotte ward die stralxngsdosisse vanaf kerninstallasies met vooraf=
gaande eksperimentele ondersoeke as grondslag bereken en hierdie blootstel=
lings word in Hoofstuk 8 met ander stralingsbronne vergelyk waaraan die Suid-
Afrikaanse bevolking reeds blootgestel is.
i i
4 'i
,'4-'n
6.
2. STRAIINGSPEHEER
2.1 Stralingsdosismeting
Die voordels met inbegrip var die skadelike gevolge van ioniserende
straling is reeds kort na die ontdekking daarvan in 1895 besef, en alhoewel
daar van tyd tot tyd voorstelle gedoen is, was dit eers in 1928 met die stig=
ting van die Internasionale Kommissie vir Radiologiese Beskerming (IKRB) (des=
tyds die Internasionale X-straal en Radium-beskermingskomitss genoem) deur die
Internasionale Kongres van Radiologie, dat internasionale voorstelle betreffende
stralingsbeskerming aanvaar en gepubliseer is. Die oorspronklike maksimum
toelaatbare beroepsblootstelling is in terme van die kliniese waarneembare uit=
werking van straling uitgedruk.
In 1934 het die IKRB die eenheid röntgen (R) Cwat reeds in 1925 voorge=
stel is) in gebruik genaem wat meegebring het dat dosismeting sedertdien nie
meer op kliniese waarneming nie, maar op fisiese meting berus. Die röntgen
is 'n maatstaf van blootstelling aan ioniserende straling en is later C1953)
met die rad aangevul, wat 'n maatstaf van geabsorbeerde dosis is en aan 'n
energieabsorpsie van 100 erg/g gelykstaan.
I
1
1 R = 1 ess/cm lug (by NTD)
= 1,61 x 10 1 2 ioonpare/g lug
-,-10waar die lading van die elektron (of ioon) 4,8 x ID ese is en die digtheid
van lug 0,001293 g/cm .
Dus aangesien 33,7 eV nodig is vir die vorming van 1 ioonpaar, is
I R = 5,43 x 107 Mev/g lug
= 87 erg/g lug
waar 1 MeV = 1,6 x 10"6 erg en 1 rad = 100 erg/g
Dus volg 1 R = 0,87 rad.
7.
Vir enige ander medium is die geabsorbeerde dosis 0-,B7 rad vermenigvuldig met
die verhouding van massa-absorpsiekoëffisiënte van die medium tot dié van lug.
In die geval van biologiese weefsel veroorsaak 'n blootstelling van I R 'n
geabsorbeerde dosis van 0,95 rad;
Die vsrskeidenheid kernsodrte wat mst die klowing van die kern
algemeen geword het, en die feit dat die biologiese effek van straling deur
die lineêre energie-oordrag (LET) bepaal word, het 'n verdere eenheid, nl.
dié van dosisekwivalent, die rem (röntgen ekwivalent mens), as maatstaf van
biologiese effek tot gevolg gehad. Die huidige kennis van die biologiese
effekte van straling met vers'killende LET's regverdig nie fyn onderskeidi'ngs
nie. Straling wat vir hierdie studie van belang is t.w. gammastrale, elek=
trone en positrone van enige LET hst 'n kwaliteitsfaktor van 1, terwyl 'n
kwaliteitsfaktor van 10 aan alfastraling en vinnige neutrone toegeken is (RBE
komitee, 1963). Die produk van die kwaliteitsfaktor en die geabsorbeerde
dosis in rad is die dosisekwivalent in rem.
Die SI-eenheid van stralingsabsorpsie is J/kg of die gray CGy) en is
dus gelyk aan 100 rad. Die eenheid van aktiwiteit is die becquerel (Bq)
en is gelyk aan 1 disintegrasie per sekonde.
2.2 Maksimum Toelaatbare Dosisse en Dosisperke
Die aanbeveling van 'n toleransiedosis van 0,2 R/d of 1 R/week [werk=
week van 5 dae) het tot 1950 gegeid. Met die ingebruiknamt van kernreaktore
en kernwapens aan die einde van die veertigerjare is die geweldige potensiaal
van die kernnywerheid besef en die gevolglike behoefte aan stralingsbeheer
het daartoe aanleiding gegee dat die IKRB in samewerking met vele ander inter=
nasionale organisasies uitgebreide studies uitgevoer het om norme beskikbaar
te stel waarvolgen, stralingsbeskerming toegepas kon word. Hierdie norme
word reeds dekades lank internasionaal aanvaar en gebruik.
8.
Ten spyte van indringende eksperimentele studies en baie pogings op
kliniese en biologiese vlak is daar tot dusver geen betekenisvolle gevolge
van dosisse laer as 1 rem waargeneem nie. Die IKRB het egter van die ver=
onderstelling uitgegaan dat die gevolge waarskynlik so Klein is on so selde
voorkom dat dit nog net nie waargeneem is nie. Stralingsgevolge op mense
tydens hoë blootstellings wat onder die eerste radioloë, pasiënte wat terapeu=
ties met X-strale behandel is, slagoffers van kernbomstraling te Hiroshima en
Nagasaki en radiumwerkers in die horlosienywerheid voorgekom het, is wel waar=
geneem en gedokumenteer. Die konserwatiewe aanname dat daar geen drumpel
bestaan waarbenede geen gevolg sal optree nie, is gemaak en die dosis-effek=
verband wat by hoë blootstellings verkry is, is llneêr tot die nulpunt geëk=
strapoleer in teenstelling met die-drumpelwaarde wat vir konvensionele gif=
stowwe geld. Bostaande bring mee dat alle blootstellings wel 'n gevolg,
hoe klein ook al, het. Die maksimum toelaatbare dosisse (MTD] soos deur die
IKRB vir stralingswerkers aanbeveel (IKRB, publ. 2, 6, 9),.berus daarop dat
dij waarskynlikheid dat ernstige somatiese of genetiese gevolge by dié vlakke
sal optree, so klein is dat dit nie betekenisvol waargeneem kan word nie.
Waarnemings het ook getoon dat liggaamsdele in hul stralingsgevoeligheid ver=
skil en 'n onderskeid is dus in die toelaatbare dosisse vir verskillende
organe gemaak.
Wat lede van die publiek betref, verwys die IKRB na dosisperke en be=
klemtoon dat dit 'n teoretiese begrip is wat as standaard vir die ontwerp en
bedryf van kerninstallasies bedoel is. Die Kommissie stel dus die vlak vir
lede van die publiek 'n faktor 10 benede dié van stralingswerkers. By die
vasstelling van hierdie laer vlak is faktore soos die moontlikheid dat daar
kinders in die omgewing aanwesig kan wees, inaggeneem, asook dat beheermaat=
reëls wat vir stralingswerkers geld, soos keuring, toesig en monitering, hier
nie van toepassing is nie. Die dosisperk vir die totale bevolking neem ook
oorerflikheidsgevolge in ag en is gegrond op beide die dosis en die aantal
persone wat daaraan blootgestel is. Die IKRB se aanbevelings (IKRB, publ.
9) verskyn in Tabel 2.1.
5,
r^^.^^^^
9.
Tabel 2.1 IKRB aanbevelings
Orgaan
Heelliggaam, bloed=vormende argane engeslagsorgane
Vel en been
Skildklier
SkildKlier CKinders16 jaar en jonger)
Hands, voorarms,voete en enkels
Ander enkele organeinsluitende diespysverteringskanaal
Maksimum toelaatbaredosis vir stralingswerkers
5 rem/j r3 rem/kwartaal
30 rem/jr15 rem/kwartaal
30 rem/jr15 rem/kwartaal
75 rem/jr38 rem/kwartaal
15 rem/jr6 rem/kwartaal
Dosis vir ledevan die publiek
0,5 rem/jr
3,IJ rem/jr
3,0 rem/jr
1,6 rem/jr
7,5 rem/jr
1,5 rem/jr
Dosisperk vir 'n bevolking met inagname van genetiese oorwegings: 5 rem/30 jr
Genoemde dosisperke geld bo en behalwe die blootstelling a.g.v. natuur=
like agtergrondstraling of mediese behandeling. Blootstelling kan die ge=
volg van inwendige en/of uitwendige bronne wees en die voorafgaande perKe
sluit straling van beide bronne tesame in. Daar bestaan geen stralingsnorme
vir ander lewensvorrne nie, maar a.g.v. die lang lewensduur van die mens en
die feit dat hoer biologiese vorms meer gevoelig vir straling is,' is dosis=
perke vir die mens klaarblyklik die mees beperkende.
Die kwartaallikse kwota aan stralingswerkers kan as 'n enKele dosis
ontvang word, indien dit nodig blyk te wees. Dit word egter as onwenslik
beskou. Onder sekere omstandighede sal dit geregverdig wees om toe te laat
dat die kwartaallikse kwota elke kwartaal van die jaar herhaal word, mits die
totale versamelde dosis wat enige persoon ouer as 18 jaar opgedoen het nie
die volgende oorskry nie:
I
1
*T™*:»'«V'W--^'-w^^
10.
5 CN-1B) rem,
waar N diB ouderdom in jare verteenwoordig (IK.RB, publ. 2).
Twee belangrike bykomende aspekte van die IKRB se aanbevelings CIKRB,
publ. 22) is:
(i) dat alle onnodige blootstelling vermy moet word;
(ii) dat dosisse so laag moontlik gehou moet word met inagname
van sosio-ekonomiese omstandighede.
BogenoemdB aspekte beteken dat die blootstellingsrisiko as gevolg van
die bedryf van 'n kerninstallasie teen die voordeel opgeweeg moet word wat
daaruit verkry kan word. Die kwantivisering van hierdie terme is egter on=
seker en moet nog verder ontwikkel word. Verder impliseer dit dat
die bykomende koste om straling te bekamp tot vlakke benede die dosisperke,
eweneens teen die voordeel wat die bykomende stralingsbeskerming mag bied,
opgeweeg moet word.
Aangesien voordele en koste van saveel faktore afhang, wissel nasionale
norme na gelang van omstandighede. In Suid-Afrika, is die aanbevelings ver=
vat in handleidings van die IKRB en die Internasionale Atoomenergie Agentskap
(IAEA) in verband met stralirigsbeskerming, die grondslag waarvolgens beheer
uitgeoefen word. Die Raad op Atoomkrag (RAK) is sedert 1948 verantwoordelik
vir die statutêre beheer (Wet op Atoomkrag) oar die gebruik van radioaktiewe
materiaal deur alle gebruikers of produsente daarvan asook oor wegruiming van
hierdie materiaal (uitsluitend die ontginningstadium, wat die verantwoordelik=
heid van die Departement van Mynwese is). Deskundige komitees is in die
lewe geroep om die RAK in dié verband te adviseer. Sy navorsingsprogram
sluit ook stralingsbeskerming by die Nasionale Kernnavorsingsentrum (IMKNS) te
Pelindaba in Oasson et al, 1969).
11.
Die Lisensiëringstak van die RAK is vir die stralingsbeheer oor alle
aspekte van die brandstofsiklus verantwoordslik met inoegrip van verryking,
brandstofvervaardiging, reaktorbedryf en brandstofherverwerking CWet op K.ern=
installasies). Vir beroapsblootstelling is stralingsnorme in oorsenstemming
met die IKRB se aanbevelings neergelê, 'n Vergelyking van die risikos waar=
aan die algemene publiek daagliks blootgestel is, word in Tabel 2.2 gstoon.
Op grond hiervan is 'n gemiddelde jaarlikse mortaliteitsrisiko van 10 per
individu vir Suid-Afrikaanse kerninstallasies aanvaar en is die dosisperk
bereken met behulp van die bekende risika-dosisverhouding. Hiervolgens is
'n dosisperk van 25 mrem/jr vir lieelliggaamblootstelling neergelê met hoer
dosisperke vir ander organe in ooreenstemming met die IKRB se aanbevelings
CWinkler en Simpson, 1973).
Tabel 2.2 Bevolkingsrisiko's tVlinkler en Simpson, 1973)
Soort van risiko
Motorvoertuig, VSA
Motorvoertuig, Japan
Motorvoertuig, •Suid-Afrika
Abnormale geboortes, Japan
Spoorweg, Japan
Aardbewings, Japan
Watervervoer, Japan
Watervervoer, VSA
LugVBrvoer, VSA
Medies en snykundig, VSA
Elektriese stroom, VSA
Weerlig, VSA
Spoorweë, Suid-Afrika
Verdrinking, Suid-Afrika
Weerlig, Suid-Afrika
Giftige insekte, Suid-Afrika
Gemiddelde jaarlikse mortali=teitsrisiko per individu
2,7 x 10~4
2 x 1CT4
3 x IQ"4
5 x 10"2
2 x 10"5
3 x 10"5
9 x 10"6
8 x 10"6
7.5 x 10"6
5,5 x 10"6
5 x 10"7
5.5 x 10"7
1 x 10"5
6 x 1CT5
2 x 10"6
2 x 1O"6
mz&^
12.
2.3 Afgeleide Veilige Konsentrasies
Dit is onprakties om die dosis aan 'n betrokKe lid van die publiek reg=
streeks te meet en dus word afgeleide waardes gebruik. Die stralingseien=
skappe (tipe straling en energie) en effektiewe (fisiese en biologiese) hal=
veringstyd van 'n kernsoort, asook die orgaanmassa en -afmetings, bepaal wat=
ter aktiwiteit van die besandere kernsoort 'n dosis gelykstaande aan die dosis=
perk aan die orgaan tot gevolg sal hê. Die chemiese eienskappe van die kern=
soort bepaal die wyse van metabolisme en watter breuk van die totale inname
elke orgaan bereik en hoe lank dit daar vertoef. Die daaglikse inname wat
'n dosis gelykstaande aan die dosisperk tot gevolg sal hê, kan aan die hand
ven hierdie faktore bepaal word. Hierdie afgeleide waardes kan verder tot
veilige konsentrasies in lug en water gevoer word indien aanvaar wora dat
gemiddeld 20 m lug daagliks ingeasem en 2,2 1 water daagliks verbruik word
CIKRB, publ. 2).
Die orgaan wat as gevolg van die inname van 'n bepaalde kernsoort die
grootste dosis ontvang, staan as die kritieke orgaan met betrekking tot daar=
die kernsoort bekend.
Aanvanklik is beheer uitgeoefen deur slegs toe te sien dat luggedrae
vrylatings aan die atmosfeer en vloeibare vrylatings aan die hidrosfeer nie.
tot die oorskryding van die maksimum toelaatbare konsentrasies vir lug en
drinkwater vir die algemene publiek lei nie. In hierdie benadering word eko=
logiese konsentrasieprosesse egter nie in ag geneem nie wat, in gevalle waar
ander voedselkettings of uitwendige blootstelling die vernaamste bydrae tot
die dosis lewer, tot 'n onderskatting van die blootstelling van die publiek
kon lei. Dit is dus nodig om individuele dosisse aan lede van die publiek
te raam deur alle moontlike paaie te bestudeer waarlangs vrylatings van radio=
aktiewe afval tot blootstelling kan lei CIKRB, publ. 7).
Biologiese.halveringstyd (Tg) is die tydsverloop wat nodig is vir 'n biolo=giese sistsem om helfte van die betrokke kernsoort uit te skei.
13.
12.4 Kritieke Paaie
In die geval van vrylatings van radioaktiewe afval aan die atmosfeer
sal die hoogte en tempo van die vrylating en die heersende weersomstandighede
die konsentrasies bepaal wat op bepaalde afstande heers. Op grond van hier=
die lugkonsentrasies kan blootstelling langs 'n verskeidenheid paaie plaas=
vind, o.a.
ït
ti t
i
i
(i) lug - uitwendige bestraling a.g.v. die wolk van
radioaktiewe materiaal;
(ii) lug - inaseming - inwendige bestraling van
longe en/of ander organe a.g.v. opname en
metabolisme van radioaktiewe materiaal;
(iii) lug - neerslag - uitwendige bestraling a.g.v.
radioaktiewe materiaal op grond en plantegroei;
(iv] lug - neerslag - opname deur voedselgewasse
inname van voedsel - inwendige bestraling
van die spysverteringskanaal en/of ander
organe na metabolismej
(v) lug - neerslag - opname deur voedselgewasse
inname deur diere - oordrag na dierweefsel
en -organe - inname deur die mens weens die
gebruik van melk, vleis, eiers, ens. - in=
wendige bestraling van spysverteringskanaal en/of
ander organe na metabolisme.
Die betreklike belang van die verskillende moontlikhede word onder andere
deur die fisies-chemiese vorm van radioaktiewe =<fval bepaal. In die geval
van edelgasse is uitwendige bestraling die oorheersende gevolg. Partikulêre
materiaal met 'n deeltjiegrootteverdeling in die submikrongebied kan deur
inaseming diep in die longe indring en 'n longdosis tot gevolg hê. Indien
hierdie materiaal oplosbaar is, kan opname in die bloedstroom plaasvind en na
gelang van die metabolisme daarvan in 'n bepaalde orgaan konsentreer. Die
blootstellingspad in die geval van luggedrae vrylatings is dikwels omslagtig.
1
14.
'1.
en in die geval van131T lei neerslag op plantegroei wat as weiding vir vee
ï iï i•"•• i
dien, tot opname en uitskeiding in melK en bereik dié kernsoort die mens op
hierdie wyse»
Vir vrylatings van radioaktiewe afval aan waterliggame soos riviere,
damme en die see, bestaan daar 'n soortgelyke verskeidenheid paaie waarlangs
blootstelling kan plaasvind, bv.
(i) water - inname deur dit te drink - inwendige
bestraling van organe na metabolisme;
tii) water - besproeiing - opname deur voedselgewasse -
inname deur mens - inwendige bestraling van
spysverteringskanaal en/of ander organe na
metabolisme;
Ciii) water - opname deur plankton - voedsel vir hoer
akwatiese organismes - inname deur mens -
inwendige bestraling van spysverteringskanaal
en/of ander organe na metabolisme;
Civ] water - adsorpsie en neerslag op sediment - uitwen=
dige bestraling van sonbaaiers en vissers;
Cv] water - adsorpsie en neerslag op sediment - opname
deur bodemvoeders - voedsel vir hoer akwa=
tiese organismes - inname deur mens
inwendige bestraling van spysverteringskanaal
en/of ander organe na metabolisme.
Die eerste twee paaie is nie op vrylatings aan die see van toepassing
nie, maar laasgenoemde drie speel 'n belangrike rol by alle vloeibare afval-
stortings.
Dit is duidelik dat die totale gelewerde stralingsdosis nie 'n eenvou=
dige funksie van die totale vrylating of heersende konsenirasie in die omge=
wing is nie, maar ten nouste mat die ekologie en die mens se gebruik van die
omgewing as 'bron van voedsel, ontspanning en as verblyfplek saamhang. In die
15.
praktyk word gevind dat slegs enkele van die vele kernsoorte wat vrygelaat
word en een of uiters 'n paar van die paaiB van oorheersende belang is, en dat
die grootste deel van die stralingsdosis aan bepaalde groeps mense wat
a.g.v. hul gewoontes die kritieke groep vorm, langs hierdie weë gelewer word.
Die betrokke kernsoorte en paaie word Kritieke kernsoorte en kritieke paaie
genoem.
Om die kritieke paaie uit te ken, vereis kennis van -
Ci) die moontlike radioaktiewe kernsoorte in die afval wat
normaalweg vrygelaat word en die fisies-chemiese vorm
van die komponente;
(ii) die voorafgaande behandeling van afval, bv. filtrering,
ioonruiling en die stortingsmetode;
CiiiJ die fisiese eienskappe van die betrokka omgewing, bv. die
topografie, mesometeorologie of hidrologie, wat die ver=
dunningstoestande bepaal;
Civ) die ekologiese verbande in die vernaamste voedselkettingss
(v) bevolkingsverspreiding, landboupraktyke, ontspannings=
gewoontes en voedselverbruik.
Indien die kritieke parameters bekend is, kan die hoeveelhede radio=
aktiewe materiaal bereken word wat aan die omgewing vrygelaat kan word en wat
uiteindelik 'n bepaalde, toegelate stralingsdosis aan die kritieke lede van
die bevolking tot gevolg sal hê.
2.5 Spesifieke-aktiwiteitsbenaoering
'n Alternatiewe metode om die blootstelling te beheer wat op 'n vry=
lating van radioaktiewe materiaal volg en wat die mens via die biosfeer
bereik, is die spesifieke-aktiwiteitsbenadering CNAS - NRC, 1962; Kays en
Nelson, I960). Hier betBken spesifieke aktiwiteit die verhouding tussen
16.
die getal radioaktiewe kerne en die totale getal atome van die betrokke ele=
ment in 'n gegewe monster, en dit kan as die aktiwiteit van die radioaktiewe
isotoop per eenheidsmassa van die betrokke element uitgedruk word (Ci/g).
Indien die IKRB se afgeleide standaard van maksimum toelaatbare orgaan=
inhoud as 'n breuk van die totale massa van die besondere element uitgedruk
word wat normaalwBg in die orgaan teenwoordig is, word die maksimum toelaat=
bare spesifieke aktiwiteit verkry.
Die benadering berus daarop dat biologiese organismes nie tussen sta=
biele en radioaktiewe isotope van dieselfde element kan onderskei nie, mits
hulle in dieselfde fisies-chemiese vorm is. Indien 'n vrylating aan laas=
genoemde voorwaarde voldoen en nie die maksimum toelaatbare r.pesifieke aktiwi=;
•teit oorskry nie, bestaan daar geen meganisme waardeur hierdie verhouding ver=
steur kan word nie. Hierdie benadering vereis geen ken.iis van konsentrasie=
faktore of voedselverbruik nie, maar dit is slegs op inwendige blootstelling
van toepassing en dan ook nie in die geval waar die spysverteringskanaal die
kritieke orgaan is nie. Verder word die baie konserwatiewe aanname gemaak
dat c"ie totale voedselverbruik uit. die betrokke deel van die biosfeer afkomstig
is waeraan die vrylating plaasvind.
Die nadels van hierdie benadering is dat die stabiele vorme van die
komponente van tipiese radioaktiewe afval in verskillende fisies-chemiese
vorms in die natuur teenwoordig is. Aangesien die vrylating nie noodwendig
dieselfde vorms bevat nie, is die tyd wat nodig is om 'n ewewigstoestand in
die natuur te bereik, uiters belangrik. Indien ewewlg nie heers nie, is dit
voor die hand liggend dat die aannames nie geld nie. Gegewens oor konsentra=
sies van stabiele elemente toon wisselende waardes en is dikwels onvolledig.
Seewater is die mees gepaste medium vir hierdie benadering tot afgeleide vei=
lige vrylatings omdat konsentrasies van stabiele elemente redelik konstant en
goed bekend is. In hoofstuk 7 word 'n vergelyking getref tussen afgeleide
veilige vrylütings aan die see soos met die kritiekepad- en die speaifieke-
aktiwiteitsbenaderings verkry.
ï
I
* * • " ' "
17.
ir'
3. NORMALE STRALINGSBRONNE
Straling van natuurlike oorsprong sowel as dis aanwending van ionise=
rende straling op mediese gebied lewer die grootste bydrae tot die blootstel=
ling van dis algemene bevolking. Dit is derhalwe wenslik om eers die ver=
skillende komponente en hul onderskele bydraes te oorwBeg voordat daartoe
oorgegaan word om radioaktiwiteit in die omgewing wat die gevolg van menslike
aktiwiteite is, en die gepaardgaande stralingsblootstelling te bespreek.
Radioaktiwiteit is in al die dele van die biosfeer teenwoordig en die
printere bron daarvan is die oerkernsoorte met halveringstye vergelykbaar met
238die ouderdom van die aarde. Hierdie kernsoorte sluit hoofsaaklik U,
235 232 4ÜU, Th en K. in en kom in wisselende konsentrasies oral in die aardkors
'voor. 5 DV, 8 7Rb, 1 2 4Sn, 1 3 8La, 1 4 7Sm, 1 7 6Ru, 1 8 7 R e en 2 0 9Bi is ook van oer=
oorsprong, maar het lae voorkomste en lewer 'n uiters geringe bydrae tot die
stralingsdosis.
Die radioaktiewe verval van U, U en Th lei tot die vorming van
'n reeks vervalprodukte met halveringstye wat van sekondes tot 10 jr wissel
en wat uiteindelik onderskeidelik in die stabiele kernsoorte Pb, Pb en
20 fl
Pb termineer. In die afwesigheid van steurings ontstaan 'n ewewigstoe=
stand waarin elk van die vervalprodukte dieselfde aktiwlteit as die primêre
kernsoorte bereik. As gevolg van die verskillende fisies-chemiese vorms
van lede van die vervalreeks vind daar egter dikwels voorkeurloging en/of
-ontsnapping plaas. Radon-isotope is lede van elk van die reskse en die
gasagtige aard daarvan lei tot voorkeurontsnapping en gevolglike versteuring
van dtïi ewewigstoestand.
Kosmiese straling veroorsaak blootstelling beide as gevolg van die
direkte bombardement met hoë-energiedeeltjies sowel as deur die vonrvlng van
14 3belangrike O en H-kerne wat in die liggaam opgeneem word en inwendige
blootstelling tot gevolg het.
1
18.
Blootstelling aan straling vir mediese doeleindes het in die afgelops
aantal jare snel toegeneem. Ongeveer 56 X-straal ontiersoeke per 100 lede
van die bevolking is in 1970 in die VSA uitgevoer; pn toename van 20 %
sedert 19B4 (Nuclear Safety, 1374 a). Die dosis aan 'n fetus tydens obste=
triese ondersoeke beloop gemiddelc1 5 rem (Laughlin en Pullman, 1957) en om
hierdie rede het die IKRB belangrike aanbevelings gedoen om onnodige bloot=
stelling van fetusse te voorkom (IKRB, publ. 6).
3.1 Kosmiese Straling
Ioniserende straling van kosmiese oorsprong wat die atmosfeer binne=
dring het die volgende primêre samestelling : protone 79 %, He-kerne 20 %,
C-, N- en 0-kerne 0,7 % en kerne met 'n ócuomgetal >10, 0,22 %. Energieë
19 9van primêre deeltjies wissel tussen 10 en 10 eV en botsings met N- en 0-
atoma in die boonste luglae lei tot kernkaskades en die vorming van mesone,
neutrone en elektrone, asook Be en H C Korf'f, 1964] .
9 5Die neutrone met energieë tussen 10 en 2 x 10 eV word as gevolg van
onelastiese en later elastiese verstrooiing deur N- en 0-atome afgerem. Die
2totale neutronvloeddigtheid is ongeveer 2,2 n/cm .s (Libbv, 1952; Korff,
14 14 '141964) . Met genoegsame afremming vind die reaksies l\l Cn, p) C en H
3 12 '14 3
(n, H) C plaas waardeur radioaktiewe C en H teen 'n konstante tempo in
die atmosfeer geproduseer word. Slrjgs sowat 0,05 % van die primêre proteïne
dring tot seevlak deur en die deeltjiespektrum bestaan hoofsaaklik uit mesone,
elektrone en neutrone (UNSCEAR, 1958).
Die intensiteit van die straling is van sowel die breedtegraad as die
hoogte bo seespieël afhanklik. Eersgenoemde is die gevolg van die aardmag=
neetveld wat 'n toenemende intensiteit in die rigting van die pole tot gevolg
het.
breedtegraad en sowat 25 % hoer as by die ewenaar (Lowder en Solon, 1956).
Die intensiteit by die pole is sowat 10 % hoer as by 40° geomagnetiese ;
r
19.
Die verminderde absorpsie as gevolg van toenemende hoogte bo sesspieël lei
tot 'n verdubbeling in die intensiteit vir elke 1500 m bo seespieël tot 'n
hoogte van ongeveer 10 000 m, waarna die intensiteit vinniger toeneem
(UIMSCEAR, 1962 a). Die geabsorbeerde dosis vanaf die mesone en elektrone
beloop sowat 28 mrad/jr en vanaf neutrone 0,7 mrad/jr by seespieël en middel=
breedtegrade (UNSCEAR, 1966 a) . Die eK'ivalante stralingsdosis in die
omgswing van Kaapstad vanaf kosmiese strale is ongeveer 34 mrem/jr, by Durban
is dit ietwat laer as gevolg van die breedtegraadeffek, terwyl dit in die
Johannesburg-Pretoria-omgewing as gevolg van die hoogte bo seespieël 'sowat
6U mrem/jr bfaloop.
I
3Koolstof-14 en H is beide betastralers met lae energie en word in alle
biologiese stelsels aangetref. Ten opsigte van die produksie van kosmiese
B 14strale bestaan daar 'n sekulire ewewigstoestand van 2,7 x 10 Ci C (Harley
14en Lowder, 1971) met 'n spesifieke aktiwiteit van 6,5 pCi C/g C in alle
biologiese organismes (UNSCEAR, 1962 b). Die C-inhoud van 'n persoon met
'n liggaamsmassa van 70 kg is ongeveer 12,5 kg (IKRB, pubi. 2) en die inwen=
14C14dige dosis as gevolg van die gepaardgaande ~ 0,1 uCi C beloop 0,7 mrem/jr
aan die geslagsorgane en 1,6 mrem/jr aan die beenstruktuur (UNSCEAR, 1962 c;
1964 a). Die ewewigstoestand is egter deur die neutrone van atmosferiese
14kernbomtoetse versteur en gevolglik beloop die C-vlakke tans sowat 170 %
van dis natuurlike vlakke (Ergin en Walton, 1970).
Kosmiese straling gee verder aanleiding tot die vorming van 0,5 tot 0,6
3 2 3 2H atome/cm .s en lei tot 'n jaarlikse produksie van 2,5 mCi H/m of 'n
7 3sekulêre ewewigstoestand van 7-8,5 x 10 Ci H in die biosfeer (Harley en
Lawder, 1971). Die toestand is eweneens deur atmosferiese kernbomtoetse
versteur. Die groot verdunning, veral in die oseane, en die lae beta-
energie van H veroorsaak egter dat hierdie stralingsdosis verontagsaam kan
word.
3 •
'rj
20.
3.2 Natuurlike Radioaktiwiteit in die Aardkors
Die gemiddelde konsentrasie U, Th en K in die kontinentale gedeelte van
die aardkors is U : 2,5 dpm, Th : 13,0 dpm en K. : 2,5 % (Kogan et al, 1971).
Die konsentrasies in magmatiese rotstipes is van die basisiteit van die rots
afhanklik en neem toe na gelang van die suurgehalte. In Tabel 3.1 word
gemiddelde konsentrasies in verskillende rotstipes aangedui.
•ë
&
s?
Tabel 3.1 Konsentrasie van oerkernsoorte in rots=tipes (Kogan et al, 1971)
Konssntrasie
Rotstipe
Suur
Intermediêr
Basies
Ultra-basies
u(dpm]
3 ,5
1,8
• ,5
0,003
Th(dpm)
18,0
7,0
3 , 0
0,005
K( % )
3,34
2,31
0,83
0,03
Die konsentrasies in verskillende gebiede kan grootliks van hierdie
waardes verskil, maar in die algemeen geld die afhanklikheid van konsentrasie
van basisiteit.
Uraan is geredelik oplosbaar en migreer in die vorm van karbonaatver=
bindings in grondwater en word in sedimentê^e afsettings verryk. Torium=
verbindings daarenteen is bale min oplosbaar en migrasie vind slegs deur mid=
del van fynverdeelde 'materiaal plaas wat deur grondwater vervoer en deur gra=
vitasis gesedimenteer word. Die konsentrasie U en Th in sedimentêre gesteen=
tes is wisselend - skalie en klei toon die hoogste konsentrasies, sandsteen
ietwat minder en kalksteen heelwat minder. In grond is die konsentrasies
aan die klei-inhoud van die grond gekoppel en dit hou met die hoë absorpsie-
vermoë van kleideeltjies verband. Kalium vorm 'n belangrike bestanddeel van
f f
&'»: ^
21.
40beide die aardkors en alle organismes. Kalium bevat 0,0119 % K. wat radio=
aKtief is en tot 'n spesifieke aktiwiteit van 790 pCi/g K aanleiding gee.
Die energieke beta- en gammastraling i.an lei tot beide inwendige en uitwendige
stralingsblootstelling. Kalium vorm ongeveer 0,2 % per massa van die menslike
liggaam. Die konsentrasie is van ouderdom en geslag afhanklik en is in die
algemeen hoer by die manlike geslag, terwyl 'n maksimum in die middel-
tienderjare hereik word (Anderson en Langham, 1959). Die gemiddelde lig=
40gaamslas beloop sowat 0,11 fi Ci K en lei tot stralingsdosisse van sowat 15
mrem/jr aan been, 30 mrem/jr aan die brein en 19 mrem/jr aan die geslagsorgane
(Spiers, I960). Die uitwendige dosis in 'n gebied met 'n gemiddelde kalium=
kn.^sentrasie van 1 % is sowat 13 mrem/jr.
238 232Die bydrae tot die uitwendige stralingsdosis deur die U- en Th-
214 214reekse is hoofsaaklik aan die energieke gammastralers Bi en Pb in die
nop iA"y 7*17 7fifl *yvy
geval van U, en aan Bi, Pb en Tl in die gEval van Th, toe te
skryf. Gammastraling word in die aardkors geabsorbeer en slegs die inhoud
van die boonste 0,5 m dra noemenswaardig tot die stralingsblootstelling van
die bevolking by.
Die uitwendige stralingsblootstelling as gevolg van ewewigsreBkse van
U en Th is met behulp van 'n gerekenariseerde prosedure PELSHIE bereken
(De Beer, 1971] en die volgende verbande geld : 2,20 R/h per pCi U/g
232grond en 2,22 R/h per pCi Th/g grond, oftewel 5,5 mrem/jr vir 1 dpm U.,0.
en 1,9 mrem/jr vir 1 dpm ThO . Die bydrae vanaf grond en boumateriale wis=
sel normaalweg tussen 20 en'9D mrem/jr, maar kan in die monasietgebiede van
Brasilië e indië onderskeidelik tot 1 000 en 1 300 mrem/jr wees (UNSCEAR,
1962 dl.
Inwendige blootstelling is meer ingewikkeld as gevolg van die groot
aantal kernsoorte wat daarby betrokke is, die verskillende maniere waarop dit
gemetaboliseer word, asook weens die aard van die verval en die energie van
I
1
22.
226 222 210die straling. Oie grootste dosisse word egter deur Ra, Rn, Po in
., 238., . 228D 224D 220„ . ,. 232T. . ' ,die U-reeks en Ra, Ra en Rn in die Th-reeks gelewer.
Radium is geredelik oplosbaar en lei tot die besmetting van drink- en
grondwater en dus ook voedselsoorte. Die gemiddelde daaglikse inname van
tussen 0,7 - 5 pCi Ra gee aanleiding tot 'n gemiddelde liggaamslas van 30
pCi, oftewel 0,01 pCi/g beenas (UNSCEAR, 1966 b ) . Die grootste gedeelte
van die totale Ra-liggaamslas setel in been en die gemiddelde alfadosis is
1,0 mrad/jr aan been en 0,02 mrad/jr aan die geslagsorgane.
222 220
Die radioisotope Rn (T =3,8 d) en Rn (T = 54 s) van die edel=
gas Rn diffundeer kontinu uit grond en boumateriale na die lug. Die inaseming
van hierdie energieke alfastralers en hul vervalprodukte lei tot stralings=
•blootstelling van die asemhalingsorgane. Die konsentrasie van Rn in die
atmosfeer is wisselend en behalwe die grondtipe is dit van faktore soos lug=
druk, grondtemperatuur, windsnelheid en atmosferiese stabiliteit afhanklik.
Lugmassas bo die oseaan is noodwendig arm aan Rn en wanneer sulke lugmassas
oor die land inbeweeg, veroorsaak dit skerp dalings in die Rn-vlakke. Die
vervalprodukte van Rn is gelaaide deeltjies en neig om aan stofdeeltjies vas
222 214 214te heg. Ewewig tussen Rn en sy vervalprodukte Pb en Bi word na onge=veer 2 h bereik.
i 3
222Die gemiddelde vrylatingstempo van Rn aan die atmosfeer in Suid-
Afrika is as 5 x 10 Ci/m .h bereken CMcnurray, 1963) en is ekwivalent aan
700 Ci/h. Hierdie vrylatingstempo lei tot 'n gemiddelde konsentrasie van
-14 2225 x 10 Cl Rn/l lug naby grondvlak. Die voortdurende inaseming van lug
222met hierdie Rr.-konsentrasie kan, afhangende van die ewewigstoestande van
Rn se vervalprodukte, tot 'n ekwivalente stralingsdosis van tot 75 mrem/jr aen
die asemhalingsorgane lei. Binneshuis kan heelwat hoer Rn-waardes verwag
word wat aanleiding tot dosisse kan gee wat 'n orde hoer is CYeats et al,
1972).
' '•!'•
^w»;^;v>--'?S:»:^i»;^^ —;•••
3.3 Mediese Blootstelling
Alhoewel daar min inligting oor die dosis aan besondere organe vanaf
verskillende mediese ondersoeke beskikbaar is, is die mees kritieke organe
waarskynlik die beenmurg, geslagsorgane en fetusse. Die bestraling van hier=
die liggaamsdele kan onderskeidelik tot leukemie, genetiese skade en misvorming
aanleiding gee. Dosisse word gewoonlik in terme van die geneties betekenis*
volle dosis CGSDJ of die gemiddBlde beenmurgdosis uitgedruk. Eersgenoemde
het ooglopend op die genetiese uitwerking betrekking en is die dosis aan die
geslagsorgane vir 'n bepaalde soort ondersoek of behandeling en word geweeg
met die verwagte aantal klnders wat die persoon na blootstelling mag hê. Die
beenmurgdosis weerspieël die somatiese uitwerking en is die werklike dosis aan
die beenmurg vermenigvuldig met die breuk wat die bestraalde beenmurg van die
totale beenmurg vorm.
Diagnostiese radiologie is verantwoordelik vir 80 % van dié dosis
terwyl stralingsterapie en kerngeneeskunde onderskeidelik 15 % en 3 % bydra.
Die mees algemene diagnostiese aanwending behels borskas-, long- en hart=
ondersoeke. Alhoewel bogenoemde slegs sowat 2 % tot die GSD bydra, is dit
tesame met buikondersoeke vir ongeveer 50 % van die beenmurgdosis verantwoor=
delik. Diagnostiese ondersoeke van die lendewerwels, pelvis, heup en boon=
ste femur, kolon [barium maal], sowel as urologiese en verloskundige onder=
soeke is vir 80 tot 90 % van GSD verantwoordelik hoewel dit slegs sowat 10
tot 15 % van die totale diagnostiese ondersoeke uitmaak (Larsson, 1974).
Gegewens deur UNSCEAR (1962 e] versamel, toon dat die GSD grootliks
van land tot land wissel, bv. die VSA - tussen 50 en 141 mrem/jr; Frankryk -
5B mrem/jr; Swede - 38 mrem/jr; Brittanje - 14 mrem/jr; Noorweë - 10
mrem/jr en Nederland - 7 mrem/jr. Beenmurgdosisse soos in die VSA, Brittanje
en Swede gemeet, wissel tussen 50 en 100 mrem/jr.
i24.
-A
3.4 Beroepsblootste]ling
Alls parsone wat in hul beroep met radioaktiewe bronne of ioniserende
straling in aanraking kom, word as stralingswerkers geklassifiseer en verplif,
om filmwapens van die Suid-Afrikaanse Buro vir Standaarde te dra.
In Suid-Afrika was daar gedurende 1974 'n totaal van 6 922 geregistreerde
stralingswerkers in diens van hospitale, universiteits, navorsingsinrigtings
en die nywerheid. Die gemiddelde per capita-stralingsdosis wat gedurende
die tydperk 1965 - 1974 toegedien is, het tussen 68 en 102 mrem/jr gewissel
(SABS, 1974). Die bydrae vanaf hierdie bron tot die totale genetiese dosis
van die Suid-Afrikaanse bevolking is slegs sowat 0,13 mrem/jr.
In Tabel 3.2 verskyn die dosis deur normale bronne van ioniserende stra=
ling aan die geslagsorgane en ander kritiese organe gelewer. Eersgenoemde
weerspieël die genetiese dosis wat tot oorerflikheidseffekte aanleiding kan
gee, terwyl laasgenoemde die somatiese dosis wearspieël.
1
Tabel 3.2 Gemiddelde stralingsdosisse aan die Suid—Afrikaanse bevolking vanaf normale bronne
Bron
238U-reeks
232Th-reeks
40„
'Be
Kosmiese straling
Mediese straling
Beroepsblootstelling
Halv/eringstyd
tot 4,5 x 109
tot 1,4 x 10
1,3 x 109
5 600 jr
,10
Tipe straling
<*, P. Y
er, Pi Y
P. Y
Dosisekwiv/alent (mrem/jr)
Geslagsorgane
411
0,7
12 ,3
53
-
-
d
8
Y
TT, P, V,
X, Y
a, P,
n
Y>' n
0,002
0,01
45
~ 30
0,13
(been2)
Kritieke organe
95
75 (asemhalingsorgane)
40 (brein)
25 (been)
29 (asemhalingsorgane)
0,7 (heelliggaam)
1,6 (been)
0,002 (heelliggaam)
0,01 (heelliggaam)
45 (heelliggaam)
~ 75 (beenraurg)
0,13 (heelliggaam)
180 % vanaf uitwendige bronne 40 °ja vanaf uitwendige bronne 30 % vanaf uitwendige bronne
26.
4. STRALINGSBLOOTSTELLING AS GEVOLG VAN KERNBOMAFVAL
4.1 Atmosferiese Kernbomtoetse
Die grootskaalse produksie en vrystelling van radioaktiwiteit aan die
biosfeer deur die kunsmatige klowing van die atoom het in 1945 met die ont=
ploffing van die wereld se eerste kernbom begin. In die tydperk tot 1962 is
423 kerntoestelle in die atmosfeer getoets. Die totale plofkrag van hierdie
toestelle.is ekwivalent aan 511 megaton TNT, maar slegs 190 Mt is deur klowing
veroorsaak; die res was die gevolg van termokernreaksles wat hoofsaaklik die
14 3radioisotope C en H tot gevolg het. Kerntoetse het meestal in die noorde=
like halfrond plaasgevind en slegs 12 toestelle is in die suidellke halfrond
getoets. Weens die vertragingstyd van ongeveer ses maande in die oordrag
van kernbomafval via die stratosfeer na die suidelike halfrond, was die vlakKe
van langlewende kernsoorte betreklik laag en is die voorkoms van kortlewende
klowingsprodukte in die suidB uitgesluit.
Die sperverdrag oor atmosferiese kernbomtoetse wat in 1962 gesluit is,
het daartoe gslei dat die moondhede VSA, Rusland en Brittanje nie verder atmos=
feriese toetse uitgevoer het nie. China en Frankryk het egter nie deel in
die ooreenkoms gehad nie, en in die tydperk 1964 - 1974 het China 14 toestelle,
waarvan 4 termokern, in die Lop Norgebisd (40°N, 90°0) op die Chinese vaste=
land getoets. Die Franse kerntoetse het in 1966 'n aanvang geneem en sedert=
dien is daar jaarliks. met uitsondering van 1969, 'n reeks toetse in die sui=
delike Stille Oseaan in die omgewing van die Tuamuto ringeilande C22°S, 139°W),
uitgevoer. Altesaam 34 toestelle is getoets, waarvan 5 termokern, elk met
'n lewering hoer as 1 Mt. Radioaktiewe afval van laasgenoemde toetsreekse
is gewoonlik na agt tot twaalf dae oor Suid-Afrika waargeneem en het uit 'n
versksidenheid kortlewende klowingsprodukte bestaan.
1~r
4.1.1 Opbrengs en verspreiding van radioaktiwlteit
Oie radioaktiewe opbrengs A (Ci) van 'n kernontploffing vervol volgens
die onderstaande verband :
A = A to
-1,2(Eisenbud, 1963)
waar A die totale aktiwiteit (Ci) na tyd t (uur) is. 'n Kernklowingstoestel
van 1 kt lewer ongeveer 500 MCi aktiwiteit 1 h na die ontploffing en dié ver=
val tot sowat 1 MCi na 10 dae en tot 20 kCi na 6 maande. Sowat 200 kern=
soorte waarvan die opbrengs en halveringstye grootliks verskil, dra tot die
totale aktiwiteit by. In Fig. 4.1 word die relatiewe bydrae van die ver=
naamste klowingsprodukte gedurende die tydperk 10 tot 10 000 d (30 jr).na die
ontploffing getoon (Hallden et al, 1961).
• 5
As gevolg van die vertragingstyd van t 10 dae vanaf vrystelling in
140 140 131die suidelike Stille Oseaan is Ba, La en I die vernaamste klowings=
produkte wanneer die wolk die eerste maal oor Suid-Afrika waargeneem word.
141 95 95 89Twee tot seb maande na 'n toets is Ce, Zr, Nb en Sr die vernaamste
144 144 106 106kernsoorte en na ongeveer 'n jaar is Ce- Pr en Ru- Rh oorheersend.
90 137Die lang halveringstye van Sr (28 jr) en Cs (30 jr) beteken dat min ver=
val plaasvind en alhoewel die opbrengs laag is, versamel hierdie kernsoorte
90 137steeds in die biosfeer. Die opbrengs van Sr en Cs is onderskeidelik
0,1 MCi en 0,16 MCi per Mt klowingsplofkrag. Die totale klowingsplofkrag
90 137van 190 Mt het dus ongeveer 19 MCi Sr en 30 MCi Cs in die biosfeer vry=
gestel.
In Fig. a.2 word die inkrementele en kumulatiewe Sr-neerslag in die
twee halfronde vir die tydperk 1958-1973 vergelyk. In 1963 bereik die jaar=
likse neerslag 'n maksimum waarde van 2,62 MCi in die noordelike halfrond,
terwyl die suidelike halfrond slegs sowat 0,32 MCi ontvang. Gedurende 1964
word die maksimum neerslag in die suidelike halfrond aangetsken toe 0,42 MCi
90Sr tot die oppervlakte gevoeg word.
90Die neerslag van Sr in die noordelike
'I
'V.I
10 100 1000
TYDSVERLOOP NA ONTPLOFFING (d)
Fig. 4. tRelatiewe opbrengs van die vermamste klowings-
produkte in megatontoestelle (Hallden et al, 1961)
10000
11
? I
II
{SL
AG
NEE
FE
WE
(MC
i
KU
MU
LATI
UJ - ^
4EN
1
4Ci/
IKS
E
INK
REK
NE
ER
SLA
G (
ft
%&
9
8
7
6
5
4
3
2
<•
o
2
1
0
• 1 1
-
-
-
-
-
J
• /
1 1 1
: J1 1 1
1 1 1 1 1 1 1 » • [ • • • 1
I NOORDELIKE HALFROND .
**"" SUIDELIKE HALFROND
i i i i i i i i i i i i i i
1960 • 1965 1970
1 \ ™
ƒ \ NOORDELIKE HALFROND "
\ / SUIDELIKE HALFROND
I960 1965 1970
Fig. 4.2
^Sr-neerslag in die suidelike ennoordelike halfrond (Volchok »t al, 1974)
28.
halfrond daal vinnig na 1964 en tussen 1967 en 1972 wissel die jaarlikss hoe=
veelheid tussen 0,1 en 0,2 MCl/jr. Die kumulatiewe neerslag in die noorde=
like halfrond het in 1966 'n maksimum waarde van 9,6 MCi bereik. Sedertdien
is daar 'n stadige afname as gevolg daarvan dat die natuurlike radioaktiewe
verval van die kumulatiewe neerslag die nuwe byvoegings oorskry. In teen=
90stelling hiermee neem die kumulatiewe Sr-neerslag in die suidelike halfrond
steeds toe en aan die einde van 1972 was dit 2,76 MCi of sowat 24 % van die
wereldtotaal. Sedert 1969 is die neerslagtempo's van langlewende klowings=
produkte in die noordelike e.n suidelike halfronde vergelykbaar CVolchok en
Toonkel, 1974).
Die kumulatiewe neerslag in twee Suid-Afrikaanse stede, nl. Pretoria
eh Durban, word in Fig. 4.3 met die gemiddelde waarde van die suidelike half=
rond vergelyk. In die tydperk tot 1965 is Pretoria tjaarlikse reënval 640
mm] se neerslagpatroon verteenwoordigend van die suidelike halfrond, terwyl
Durban (jaarlikse reënval 970 mm) se kjtnulatiewe neerslag sowat 40 % hoer is.
Hierdie verskil is hoofsaaklik aan klimaatsverskille, veral reënval, maar ook
90aan breedtegraadsverskille te wyte. Sedert "1966 toon die Sr-neerslag in
Pretoria egter 'n besliste toename bo die gemiddelde vir üie suidelike half=
rond. Hierdie toename kan daaraan toegeskryf word dat die Franse kernbom=
toetsreeks op ongeveer dieselfde breedtegraad as dié van Pretoria plaasvind.
4.1.2 Waarneming van kernbornafval oor Suid-Afrika
Die Nasionale Fisiese Navorsingslaboratorium van die WIMNR het vanaf
1956 tot 1965 roetinemetings van kernbomafval gedoen CMcMurray, 1957, 1960;
Stander 1966). Die program wat oorspronklik tot die meting van slegs die
totale beta-aKtiwiteit in monsters van Pretoria beperk was, is in 1957 uitge=
brei. Hierna is daaglikse neerslagmonsters in Durban, Port Elizabeth,
Kaapstad, Beaufort-Wes, Windhoek en Bloemfontein versamel. Vanaf 1956 is
neerslagmonsters ook vanaf Tristan da Cunha en Marion-eiland verkry. Gedurende
15
(OccLUÜJ
OenaiÜJ
3
I
~ 10
O
SUIDELIKE HALFROND J
1960 1965 1970
Fig. 4.3Kumulatiewe 90Sr-neerslag in die suidelike halfrond (Health and Safety Lab, 197S)
r
29.
1957 het die Health and Safety Laboratory (HASL) van die United States Atomic
Energy Commission CUSAEC) hul wêreidwye program uitgebrei deur die twee Suid-
Afrikaanse stasies Pretoria en Durban in te sluit. Sedertdien word die
90 89maandelikse neerslagkonsentrasies van Sr en Sr gereeld gemeet en gepubli=
seer (Health and Safety Lab., 1975).
Die Raad op Atoomkrag het die moniteerprogram in Suid-Afrika in 1965
as deel van sy studie van radioaktiwiteit in die omgewing oorgeneem. Resul=
tate van bepalings van 'n verskeidenheid klowingsprodukte in luggedrae en
gedeponeerde kernbomafval en in melk, mieliemeel en menslike ribbebene sowel
as volledige besonderhede oor die monsterneming en ontledings is deur Van As
et al beskryf [1974 a). Hierdie resultate is in verskeie publikasies ver=
werk wat studies van neerslagpatrone omvat (Van As en Basson, 1968j Basson
et al, 1973) asook geografiese en seisoensverdeling van kernbomafval oor
Suid-Afrika (Basson et al. 1970 en 1973), die verband tussen lugkonsentrasies,
neerslagkonsentrasies en reënval (Van der Westhuizen, 1969s Basson et al,
1311973), die oordrag van I vanaf lug na melk (Van As en Vleggaar, 1971 a) en
90'n vergelyking van Sr-konsentrasies in die bane van plaaslike bevolkings=
groepe (Van As en Fourie, 1971).
4.2 Dosisberekeninge
Gedurende die tydperk wat die eerste Franse kernbomtoetse in die
suidelike ha_/rond in 1966 voorafgegaan het, was die stralingsbloatstelling
van die Suid-Afrikaanse bevolking as gevolg van kernbnmneerslag hoofsaaklik
Vlakke van die lang=
lewende radioaktiewe kernsoorte in die Suid-Afrikaanse biosfeer en die gevolg=
like stralingsblootstelling van die Suid-Afrikaanse bevolking is onder andere
deur McMurray en Stander (1963) en Basson at al (1970) bespreek.
137 90 14aan Cs en Sr, en die reaksieproduk C te wyte.
30.
fttmosferiese toetse wat sedert 1966 altyd in die wintermaande in
die suidelike halfrond uitgevoer is, het tot die toevoeging van 'n verskeiden=
heid ander klowingsprodukte aan die omgewing aanleiding gegee. Die vernaamste
131 140kernsoorte wat gemeet is, is die beta-gammastralers I (8,0 d], Ba
(12,8 d), Ce (Ü2.5 d), Ru (40 d)» aaZr (65 d),iriR
(2G5 d). Ru
(365 d), Sb (2,0 jr) en natuurlik ook die langlewende 1 Cs (3D jr), asook
90die suiwer betastraler Sr (28 jr).
Op grond van hierdie metings is ramings van die uitwendige heelliggaam=
dosis as gevolg van gedeponeerde radioaktiwiteit gemaak, asook van die inwen=
dige dosis van die asemhalingsorgane en ander kritieke inwendige organe as
gevolg van die inaseming van luggsdrae kernbomafval en die inname van besmette
voedsel.
Vlakke van klowingsprodukte soos in die streek Pretoria-Witi.atersrand
en in Kaapstad waargeneem, is in die ramings gebruik. Die bevolkings van
hierdie gebiede verteenwoordig 'n aansienlike deel van die totale bevolking,
en vir sover dit geografiese en klimatologiese faktore betref, verteenwoordig
dié twee streke redelike uiterstes wat die voorkoms van kernbomneerslag betref.
By Pretoria, 1 300 m bo seespieël en op ongeveer dieselfde breedtegraad as die
kernbomtoetsterrein, word die piek van die wolk van radioaktiewe afval waarge^
neem wat om die suidelike halfrond beweeg. Hierdie hoe vlakke van klowings=
produkte val dus saam met vroeë lentereëns wat dan tot hoë vlakke van gedepo=
neerde klowingsprodukte aanleiding kan gee. Daarteenoor ondervind Kaapstad
maksimum voorkomste van afvalmateriaal na 'n vertragingstyd van sowat vier tot
ses maande, met die gevolg dat hoë konsentrasies van die kortlewende kernsoorte
daar in 'n groot mate weens die droë weer beperk word.
Frankryk het sy bogrondse kernbomtoetse in die suidelike halfrond met
die 1974-reeks beëindig en daar word verwag dat 'n vinnige afname in stralings=
90blootstelling in die suidelike halfrond sal volg. In die toekoms sal Sr,
iI
31.
137 14Cs en C dus weereens die vernaamste bydrae tot die steeds dalende bevol=
kingsblootstelling lewer.
4.2.1 Uitwendige blootstelling
Partikulêre luggedrae materiaal word voortdurend deur 'n verskeiden=
heid meganismes op blootgestelde oppervlaktes neergeslaan. In Fig. 4.4
verskyn die jaarlikse inkrementele neerslag van die vernaamste gammastralende
Klowingsprodukte soos in neerslagontvangers in Pretoria en Kaapstad gemeet.
Die kumulatiawe neerslag op 'n blootgestelde oppervlak word deur die toevoeging
van nuwe materiaal en verliese vsn ou materiaal as gevolg van radioaktiewe
verval, verwering, afwassing en opname in biologiese stelsels bepaal. Die
kumulatiewe vlakke in Fig. 4.4 verteenwoordig maksimum-vlakke in dié opsig
dat daar slegs vir verliese asgevolg van radioaktiewe verval voorsiening gemaak
137is. Metings van die werklike Cs-gehalte in die boonste grondlaag in
Pretoria en Stellenbosoh [Hardy et al, 1972) bevestig egter die rèdelikheid
van die benadering in gebiede waar sterk verwering en vinnige reënafloop nie
voorkom nie.
137 144 125 106Die voorkoms van gedeponeerde Cs, Ce, Sb en Ru, almal
betreklik langlewend, voor 1966 was die gevolg van kernbomtoetse wat in die
noordelike halfrond uitgevoer is. Omdat geen Suid-Afrikaanse metings van
hierdie individuele kernsoorte uitgevoer is nie, is die vlak van kumulatiewe
90Ogej s/ïae teen 1965 op Sr-metings in Pretoria gegrond soos deur die Health
and Safety Laboiatory van die USAEC uitgevoer [Health and Safety Lab., 1975),
en op die verwagte- aktiwiteitsverhoudings soos vanaf die aanvaarde apbrengste
van die verskillende klowingsprodukte en hul bekende halveringstye bereken
[Harley et al. 1965). Daarteenoor is kumulatiewe vlakke van die korter=
lewende klowingsprodukte geheel en al van inkrementele neerslae oor die Kort
termyn afhanklik
140,
95 141 103In Pretoria' is maksirnum vlakke van Zr, Ce, Ru en
II
Ba in 1966 tydens en na 'n uitgebreide reeks toetse van kerntoestelle
I] JAARUKSE INKREMENTELE NEERSLAG IN PRETORIA (mCi/km2. jr )
• JAARLIKSE INKREMENTELE NEERSLAG IN KAAPSTAD (m Ci/km2 . jr)
J-JAARLIKSE GEMIDDELDE KUMULATIEWE NEERSLAG IN PRETORIA (mCi/km2)
--JAARLIKSE BEMIDDELDE KUMULATIEWE NEERSLAG IN KAAPSTAD {mCi/km2 )
-12 95Zr
-40
20
L
Ru
-40
20
1970
•12 U1Ce
•20
1970
-12 U0
•20
1970
-1
-5
-3
-20
•16
-12
144Ce -20
-16
-12
-8
Ba
41970
Jk
1970 1970 1970 1970
Fig. 4.4JaarUkse inkrementele in gemiddelde kumulatieweklowingsprodukneerslag in Pretoria en Kaapstad.
32.
144 1DR 175 137
waargeneem, terwyl Ce. Ru en Sb in 1971 en Cs in 1973 hulls mak=
simums bereik het. Na die bereiking van die maksimums in 1971 en 1973 was
die verlies as gevolg van radioaktiewe verval steeds groter as die wins aan
nuutgedeponeerde materiaal.
Radioaktiewe neerslag op die grondoppervlak is as 'n oneindige plat
bron van straling beskou. Die dosistempo op enige besondere tydstip word
van waarnemings van die voorafgaande inkrementele neerslag van die besondere
kernsoort bereken, met korreksies vir radioaktiewe verval, loging van die
radioaktiewe materiaal in die boonste grondlae, en van die gepaste neerslag-
dosistempo-omsettingsfaktor. Loging behels die geleidelike verwydering van
radioaktiewe materiaal uit die boonste grondlae en die logingsfaktor (W) vir
137
Cs is empiries deur Gale et al (1964) bepaal as 'n eksponensiële funksie
wat uit twee komponente bestaan en wat onderskeidelik 'n snelle en meer gelei=
delike indringing beskryf. Geen betekenisvolle verskille Kon tussen verskil=
lende grondsoorte vasgestel word nie.
W = 0.63 e
,0,693.
D' 6 1 2 0.37 e
,0,693.9 2' B
waar t C= t - t.) die tydperk van loging in jaar is. Volgens Gibson et aln 1 — — —
(1968] is bostaande verband geldig vir alle kernsoorte.
Die uitwendige gammadosistempo word gegee deur:
0.693
E (i, n) W Ci, n). f. A Ci).ectn -
met
E Ci, n) = gammadosistempo in jaartal n a.g.v. die inkrementele
neerslag in jaartal i (mrad/jr)
W (i, r.) = logingsfaktor van neerslag vanaf jaartal i tot jaartal n
f = dosistempo-omsettingsfaktor (mrad/jr 1 m bo 'n opper=
2vlaktebron van 1 mCi/km )
33.
A Ci) = inkrementele neerslag in jaartal i CmCi/km )
T = halveringstyd van kernsoort (jr)
t. = jaartal van neerslag
t = jaartal van dosisnrating
Die totale gammadosistGmpo (mrad/jr) in jaar n as gevolg van die geak=
kumuleerde neerslag van die besondere kernsoort is dan
D Cn) Ci-
Die gammadosistempo 1 m b o 'n oneindig uitgestrekte oppervlaktebron
van eenheidskonsentrasie (f] is met behulp van 'n gerekenariseerde prosedure
PELSHIE [De Beer, 1971] vir die vernaamste gammastralende klowingsprodukte in
kernbomneerslag bereken - Tabel 4.1. Hierdie program is op 'n "point-
kernel" integrasie-tegniek gegrond en maak onder andere vir verstrooiing, ver=
swakking en opboufaktore voorsiening.
Tabel 4.1 Dosistempo - omsettingsfaktor (f3
Kernsoort
137,Cs
144,Ce
106Ru
140,Ba
95.Zr
103,Ru
141Ce
125,Sb
131,
li rad/h per jiCi/m
9,9
0,66
3,6
36,0
26,0
8,7
0,86
7,7
6,9
2 21 rad/h per /*Ci/m = 0,00876 mrad/jr per mCi/km
Hierdie syfers is as omsettingsfaktore vir dosisbepalings vanaf gemeteneerslagvlakke gebruik.
i ! ï ^ ^
34.
Die jaarlikse bydraes van die onderskeie kernsoorte tot die uitwendige
95 137 140dosis in Pretoria en Kaapstad word in Tabel 4.2 gegee. ' Zr, Cs en Ba
bedra sowat 80 % van die totale dosis.95
In Pretoria is Zr die vernaamste
enkele bydraer, terwyl in Kaapstad, as gevolg van die vertraging in latitudi=
nale vermenging, Cs die vernaamste bydraer is.
i I
Die maksimum uitwendige dosis in Pretoria is in 1566 gelewer, nl. 5,5
mrad/jr. In Kaapstad verskil jaarlikse vlakke onderling relatief minder en
is 'n maksimum van 2,5 mrad/jr in 1971 waargeneem. Die geakkumuleerde uit=
wendige dosis vir die tydperk 1G6B-1974 is onderskeidelik 22 en 11 mrad vir
Pretoria en Kaapstad. HierUie ramings bevat geen voorsiening vir moontlike
afskerming nie. 'n Afskermingsfaktor van 0,4 word algemeen gebruik om vir
tyd binneshuis deurgebring te vergoed, terwyl 'n raming van die waarskynlike
gonadedosis natuurlik ook 'n gepaste weefselafskermingsfaktor moet insluit,
'n Waarde van 0,6 is vir laasgenoemde faktor aanbevol -JNSCEAR, 1964 b). 'n
Neer onlangse studie (Bennet, 1970) toon egter dat 'n w£.arde van 0,8 meer
realisties is.
4.2.2 Inwendige dosis as gevolg van inaseming
Die jaarlikse gemiddelde konsentrasier van die vernaamste luggedrae
klowingsprodukte soos in Pretoria en Kaapstad gemeet, word in Fig. 4.5 aange=
140 95 103 141toon. Die vlakke van die kortlewende Ba, Zr, Ru en Ce in
Pretoria is opsigtelik hoer as dié in Kaapstad. Soos reeds verduidelik, is
dit die gevolg van stadige latitudinale vermenging! teen die tyd dat ewewig
137met betrekking tot byvoorbeeld Cs bereik word, is die wolk van afvalmate=
riaal deur radioaktiewe verval ten opsigte van die kortlewende kernsoorte
verarm. As gevolg van hul betreklik langer halvaringstye is dié verskille
minder opmerklik in die geval van Sb en Cs.
V7H
"
" C s 125Sb
Uitwendige heelliggaemdosis a.g.v. kernbcwnneerslag (mred/jr)
95.'Zr 103Ru141,'Ce Jaarlikse totaal
1966
1957
1958
1969
1970
1971
1972
1972
1974
p»
0,63
D,60
0,57
0,60
0,63
0,06
0,64
0,60
0,60
K«»
0,55
0,49
0,46
0,47
0,47
0,50
0,4B
0,46
0,44
0
0
0
0
Q
0
0
0
0
P
,031
,069
,058
,045
,045
,055
,050
,045
,040
K
0,018
0,032
0,038
0,040
0,035
0,042
0,053
0,044
0,035
P
0,022
0,033
0,032
0,057
0,059
0,070
0,052
0,028
0,016
K
0,008
0,007
0,012
0,021
0,020
0,032
0,029
0,013
0,008
0
0
0
0
0
0
0
0
0
p
,093
, 2 1
,156
,155
,178
, 2 2
,160
,100
,07D
K
0,0400,0650,0760,1020,0950,1160,1060,067
0,042
2
0
0
0
0
0
0
0
0
P
,3
,043
, 3 2
,002
,114
,168
,014
,025
, 33
0
0
0
0
0
0
0
0
K
,24
,002-
, 26
0
, 2 9
,70
,040
,010
,160
P
1,51
1,53
1,270,960,671,29
0,40
0.D33
0,83
0.
0
0
0
0
0
0
0
0
K
,2S
,176
, 4 1
,24
, 4 3
, 9 7
,23
,040
,37
0
0
0
0
0
0
0
0
0
p
, 89
,44
,162
,059
,103
,134
,032
,009
,070
K
0,142
0,060
0,081
0,021
0,058
0,155
0,016
0,007
0,043
0
0
0
0
0
0
0
0
0
P
,065
,027
,022
,004
,008
,013
,002
,001
,013
0 ,
0 ,
c,0,
0,
0,
0
0
K
008
,007
,009
,001
,003
,022
,001
0
,008
5
3
2
1
2
2
1
0
1
P
• 5
, 0
, 6
, 8 8
, 0
, 6
,35
, 8 4
,97
1
0
1
0
1
2
0
0
1
K
,27
,84
,35
,90
, 4 1
,5
,95
,64
,11
Pretoria
Kaapstad
JAARSLIKSE GEMIDDELDE KONSENTRASIE IN LUGtpCi/kg)
3 ' SS.
Si'
§ •
4 -
36.
Die KritieKe orgaan van blootstelling as gevolg van die inaseming van
luggedrae klowingsprodukte word deur die fisies-chemiese vorm van die materiaal
bepaal. Onoplosbare materiaal sal in die luggange neerslaan en 'n dosis aan
die organe van die asemhalingstelsel toedien. In die geval van oplosbare
materiaal sal die chemiese vorm daarvan die orgaan van akkumulasie bepaal, ter=
wyl die kernsoort en die energie van die uitstralings die daaropvolgende dosis
bepaal. In die lig daarvan dat geen inligting rakende die fisies-chemiese
vorm van plaaslike luggedrae kernbomafval bestaan nle, is daar aanvaar dat die
kritieke of ongunstigste vorm van elke kernsoort teenwoordig was, nl. onoplos=
141 144 140baar met die asemhalingstelsel as kritieke orgaan vir Ce, Ce, Ba,
Ru, Ru, Zr, Cs en Sb, oplosbaar vir I met die skildklier die
69 90kritieke orgaan, en oplosbaar vir Sr en ' Sr met been as kritieke orgaan.
Die dosis aan hierdie organe as gevolg van inasrming van luggedrae
kernbomafval is aan die hand van die IKRB se maksimum toelaatbare vlakke in
lug bereken wat in geval van kontinue inaseming tot 30 mrem/jr aan die skild=
klier en aan been en 15 mrem/jr aan die asemhalingstelsel aanleiding sal gee
IIKRB, publ. 2).
Berekenings van dosis as gevolg van inaseming van luggedrae klowings=
produKte word in Tabel 4.3 aangetoon. In die geval van blootstelling van
144 g5 140 106die asemhalingstelsel is Ce, Zr, Ba, Ru die vernaamste kernsoorte,
90terwyl Sr die grootste bydrae tot die dosis aan been lewer.
4.2.3 Inwendige dosis as gevolg van voedselinname
Luggedrae en gedeponeerde klowingsprodukte kan die voedselketting op
90 137 131verskeie wyses bereik. Die kernsoorte Sr, Cs en I is vanweë hul
fisiese en metaboliese eienskappe die yernaamste klowingsprodukte in 'n tipiese
westerse dieet en hulle is vir die grootste deel van inwendige stralingsdosis
131 90verantwoordelik. Melk is die vernaamste bron van I en Sr, en vorm ook
137'n belangrike deel van die totale Cs-inhoud van 'n tipiese westerse dieet.
Tabel 4.3 Dosis aan kritieke organe a.g.v.
inaseming van luggedrae kernbomafval
(mrem/jr)
1S66
1957
1S68
1969
1970
1971
1972 •
1973
1974
Asemhalingstelsel
Pretoria
0,86
0,42
0,82
0,46
1,2
1,0
0,29
0,073
0,46
Kaapstad
0,34
0,17
0,30
0,36
0,37
0,46
0,24
0,052
0, 12
Skildklier
Pretoria
0,38
0,13
0,29
0
0,32
0,28
0,25
0,056
0,20
Kaapstad
0,10
0,036
0,026
0
0,048
0,061
0, 17
0,031
0,044
Beenweefsel
Pretoria
1,3
0,66
1,1
1,0
1,5
1,5
0,59
0,16
0,47
Kaapst
0,82
0,42
0,67
0,75
0,68
0,82
0,57
0,16
0,17
.* I} 't•' ?•
F,
f
38.
Dié feit, tesame met die betreklikB gemak waarmee verteenwoordigende monsters
verkry en vir die kernsoorte ontleed kan word, maak melk 'n besondere geskikte
materiaal vir die raming van die bevolkingsdosis. Die moniteerprogram, ana=
litiese prosedures en resultate vir die tydperk 1965 - 1973 is reeds breed=
voerig bespreek CVan As et al, 1974 a). Vir die doel van ramings van die
90 137bevolkingsdosis is landswye jaarlikse gemiddeldes van Sr en Cs gebruik.
Vlakke vir besondere stasies het tot twee keer van die gemiddeldes verskil.
4.2.3.1 Jodlum-131
H
I !
In lande soos Suid-Afrika waar suiwelprodukte 'n belangrike deel
131van die daaglikse dieet uitmaak, is vars melk die vernaamste bron van I-
131inname deur die bevolking. Ongeveer 35 % van die I wat ingeneem word,
vergader in die skildklier vanwaar dit dan met 'n effektiewe halveringstyd van
6 dae verwyder word. Die skildklier is die kritieke orgaan veral in die
geval van suigelir.ge wat 'n hoë melkvsrbruik en klein skildkliermassas het.
131Die opname van I in die voedselketting geskied deur regstraekse
neerslag op lusern en grassoorte wat as weiding vir koeie gebruik word. Die
131betreklike kort halveringstyd van I (8 d) veroorsaak dat dit slegs 'n rol
speel in gebiede waar koeie op blootgestelde veld wei of vars gesnyde grasse
ontvang.
131Indien die weiding onophoudelik met I besmet word, skei koeie
131ongeveer, 0,5 % van die daaglikse I-inname per liter melk af ( Garmer en
Russel, 1SS6).
131In Pretoria is I in melk in 1970, 1971 en 1974 gemeet, en in
Kaapstad in 1970 en 1974. Vir die tydperke waartydens geen direkte metings
131gemaak is nie, is verwagte vlakke van die I konsentrasies in lug en die
131waargenome verhouding van I in lug tot dié in melk bereken. Weens die
131 131 140gebrek aan metings van I in lug, is die vlakke van die verwagte 1/ Ba-
i ! r ^ ^
39.
aktiwiteitsverhouding bereken. Onvolledige data vir Kaapstad is aangevul
140deur 'n faktor vir die verskil in Ba-vlakke in Pretoria en Kaapstad ook in
berekening te bring. Die vlakke in Tabel 4.4 geld vir koeie wat blootge=
stelde veld bewei het en daaglikse waardes is vir radioaktiewe verval tot die
dag van produksie gekorrigeer en stel dus maksimum waardes voor. Gedurende
1974 is daar in beide Pretoria en Kaapstad ook ontledings van kommersieël-
beskikbare melk gedoen. Hierdie melk is gewoonlik van groter, meer verteen=
woordigende gebiede met uiteenlopende voedingspraktyke afkomstig. In Pretoria
waar die melk van die sentrale somerreënvalstreek afkomstig is, was die vlakke
131van I in hierdie monsters slegs sowat 30 % van dié van koeie wat slegs
blootgestelde gebiede bewei. In Kaapstad is geen sodanige verskille gevind
nie.
131Inname van I lei tot blootstelling van dip skildklier en suige=
linge vorm die kritieke groep vanweë hulle hoë melkverbruik en lae skildklier=
131massa, wat tot hoë spesifieke aktiwiteit lei. Vir dieselfde I-inname,
is die blootstelling in die geval van suigelinge 'n ordegrootte hoer as in
die geval van volwassenss.
Bryant M969) het op grond van faktore soos die daaglikse melkver=
bruik, die deel van die jodium-inname wat die skildklier bereik, die biolo=
giese halveringstyd van jodium in die skildklier, die effektiewe energie per
131kerndisintegrasie van I vrygestel en die skildkliermassa, bereken dat die
131gebruik van melk met 378 pCi 1/1 die IKRB se dosisperk van 1,5 rem/jr
aan die skildklier van suigelinge sal veroorsaak. Die skildklierdosisse
131in Tabel 4.4 is uit die waargenome I konsentrasies en bogenoemde konsen=
trasie-dosis-verhouding bereken. Vir volwassenes was die dosis sowat 9 %
van dié van suigelinge.
Die gemiddelde skildklierblootstelling van suigelinge gedurende die
tydperk 1966-1974 was onderskeidelik 60 en 10 mrem/jr in Pretoria en in
Kaapstad.
TABEL 4.4 Suigelingskildklierdosis a.g.v. inname131T
131
1956
1967
1958
1959+
1970
1971
1972
1973
1974
* Hakies
I(pCi
Pretoria
(34)*
(12)
(23)
D
24
31
(6)
(4)
13
dui ramings
+ geen toetsreeks
io melk
Kaapstad
(5)
(5)
(2)
0
4,2
(5)
(4)
(2)
2,6
aan
Dosis
Pretoria
(136)
(48)
(92)
0
95
124
(24)
(16)
53
(mrem/ jr)
Kaapstad
(20)
(B)
(8)
0
17
(20)
(16)
(B)
10
1
I Iif' I
41.
4.2.3.2 Sesium-137
137,Die vernaamste bronne van Cs in 'n tipiese westerse dieet ia
melk, vleis, graan, groente en vrugte. 137,Cs bereik die voedselketting
hDOfsaaklik as gevolg van absorpsie deur bogrondse plantedele, met die gevolg
137dat die Cs-konsentrasie in plantaardige materiaal in 'n groter mate van die
inkrementele as van die kumulatiewe neerslag van kernbomafval afhang (Russel,
1371960). Vanwaë die feit dat die Cs-vlak in melk die regstreekse gevolg
van die beweiding van blootgestelde veld is, volg hierdie Konsentrasies die
137 137
verloop van die inkrementele Cs-neerslag. Verder word Cs vinnig en
geheel en al uit die voedselinname opgeneern en in die segte liggaamsweefsel
gEkonsentreer. Vanweë die kort biologiese halveringstyd van sesium in suige=
linge, sowat 20 dae, is hulle Hggaamslas dus in goeie ooreenstetiming met
melkkonsentrasies en die inkrementele neerslag (UNSCEAR, 1964 c ) .
As gevolg van die vertraging in die verbruik van graan en vleis toon
137die opname van Cs uit dié voedselsoorte nie dieselfde verloop as die neer=
slagvlakke nie, en daar is gewoonlik 'n verskil van sowat \2 maande tussen die
maksimum neerslagtempo en die '•laksimum liggaamslas van volwassenes.
137Cs-vlakke in dieet en in die liggaam word geriefshalwe as die
137verhouding pCi Cs/g K. uitgedruk. Vir suigelinge is die verhouding die=
selfde vir voedselinname (melk) en liggaamslas (Gustafson en Miller, 196B),
maar in die geval van volwassenes is die verhouding vir die liggaamslas sowat
drie keer hoer as vir die voedselinname. Hierdie verhoging word verklaar
deur die drie maal langer biologiese halveringstyd van sesium in volwassenes
vergeleke met dié van kalium. In die geval van suigelinge is die biologiese
halveringstyd van sesium heelwat korter en met dié van kalium vergelykbaar.
137Melk lewer 'n bydrae van 75-90 % tot die totale Cs-innamB deur
suigelinge (Gustafson en MilJer, 1968), terwyl die bydrae in die geval van
volwassenes sowat 30 % is.
13?In Tabel 4.5 word landswye jaarliKse gemiddelde ' Cs-konsentrasies
in melk gegee. l'it hierdie syfers en die gemiddelde jaarlikse per capita-
melkverbruik deur volwassenes van 180 kg/jr [Melkraad, 1966) is die jaarlikse
137 137Cs-inname deur melk bereken. Die totale Cs-inname is met behulp van
die verhouding van 0,29 tussen melk en dieet bereken soos uit die program van
137metings van Cs in VQGdselsoorte vir die tydperk 1966-1973 in Chicago ver=
kry (Karttunen, 1974). 'n Gemiddelde jaarlikse per capita-kaliuminname van
1371 400 g/jr CUNSCEAR, 1969 a) is gebruik om die verhouding pCi Cs/g K in
die dieet te bereken en m.b.v. die verhogingsfaktor van 3 tussen dieet en lig=
gaamslas - wat ook deur UNSCEAR gebruik word [UNSCEAR, 1969 b) - is die ver=
137houding pCi Cs/g K vir die liggaamslas bereken. Heelliggaamblootstelling
as gevolg van dié liggaamslas is aan die hand van die verhouding 0,016 mrad/jr
per pCi/g K liggaamslas bereken (Spiers, 196B).
4.2.3.3 Stronsium-90
90Die Sr-'liggaamslas is van eetgewoontes en die samestelling-van die
90dieet afhanklik. In Suid-Afrika is 'n opname oor die Sr-inhoud in been
van die verskillende bevolkingsgroepe gedoen CVan As en Fourie, 1971 a en b)
waartussen daar opsigtelike verskille in dieet bestaan : onder die bla.nkes met
90westerse eetgewoontes is melk die vernaamste bron van Sr, terwyl die swart
bevolkingsgroep 'n be^ondere lae melkverbruik ;iet en mielies hul vernaamste
90 90bron van Sr is. Die Sr-konsentrasie in biologiese materiaal word g8woon=
90lik as die verhouding pCi Sr/g Ca, oftewel stronsiumeerhede, uitgedruk. Die
verhouding tussen dié syfer vir 'n tipiese westerse dieet en vir melk is rede=
90lik konstant an 'n syfer van 1,5 (Wortley, 1968) word algemeen gebruik. Sr
90konsentreer in been en vanweë die stralingseienskappe van Sr en sy verval=
90produk Y is die stralingseffek van die liggaamslas hoofsaaklik tot beenweef=
sel beperk.
43. 1
—sTABEL .4.5 Heelliggaamdosis a.g.v. inname van Cs
137Cs
1966
1957
1958
1959
1970
1971
1972
1973
in melk(pCi 137Cs/-t)
9,4
5,8
3,1
3,9
5,8
5,7
2,6
1,4
Jaarlikse137Cs-inname
deur melk(pCi 1 7Cs)
1 690
1 040
560
700
1 040
1 030
470
250
Jaarliksetotale1 3 7C7Cs-inna
(PCi
5 830
3 600
1 920
2 420
3 600
3 540
1 610
870
137Cs/gKin dieet
(pCi 137Cs/)
4,2
2,6
1,37
1,73
2,6
2,5
1, 15
0,62
Liggaamslas(pCi 137Cs/
g K)
12,2
7 ,5
4 , 0
5 , 0
7 , 5
7 ,3
3 , 3
1,8
Dosis.(mr.em/ j r )
0,22
0,135
0,0720,0900,135
0,131
0,059
0,032
r
!i».WSSifWWaiWCS3iWO3CEiIE^£HIWMrtaOTaS3J^S^t^Sf^2tW:^'-'-«
-''
>W'a«?'>;''^
44.
90 90
Die Sr/Ca-vlak in nuwe beenweefsel is eweredig aan die Sr/Ca-
vlak in die-dieet. Hierdie eweradigheidsfaktor is van ouderdom afhanklik,
maar is tussen 5 en 20 jr redelik konstant en onafhanklik van die samestelling.
van die dieet CUNSCEAR, 1969 c; Beninson et al, 1969). Vir dié ouderdoms=90
groep word 'n diskriminasiefaktor van 4 CUNSCEAR, 1969 d) teen Sr in die
oordrag van dieet na ribbebeen gebruik. Hierdie ouderdomsgroep is ook belang=
90rik omdat 'n konstante Sr/Ca-vlak in die beenweefsel en ewewig tussen die
90skelet en die dieet bereik is. Sr het 'n effektiewe halVBringstyd van
18jaar in die skelet en dit is onafhanklik van ouderdom.
90Die dosis aan been as gevolg van 1 pCi Sr/g Ca in been ward algemeen
as 1,13 mrad/jr aan voeringselle en 0,55 mrad/jr aan beenmurg aanvaar (IKRB,
90publ. 11). In Tabel 4.6 word landswye jaarlikse gemiddelde Sr-vlakke in
90melk aangegee [Van As et al, 1974a), op grond waarvan verwagte Sr-vlakke in
been vir die ouderdomsgroep 5-20 jaar bereken is. Hierdie vlakke word met
gemete waardes vir die blanke bevolkingsgroep vergelyk. Die aangegewe bloot=
stelling van beenweefsel is op laasgenoemde vlakke gegrond.
1966
1967
1968
1969
1370
1971
1972
1973
TABEL 4.6
90Sr inmelk
[pCi 9°Sr/g Ca)
3,6
2,8
3,0
2,5
3,1
3.5
3,0
2,6
Dosis aan been a.g.v.
Verwagte Gemete —9DSr in been 90Sr in been(pCi 90Sr/ CpCi 9 QSr/
g Ca) g Ca)
0,90)
°'7D] 0,0,75)
o.es5
0,78)
°'88! 0,0,75)
O,65J
,75 . 1,1
60 0,70
90Sr
Dosis
Been=murg
0,6
0,4
(mrem/jr)
Voering=selle
1.2
0.8t
I
I
If'.
45.
5. RAPIOAKTIEwE VRYLATINGS DEUR KERNINSTALLASIES
Die kerninstallasies wat hier bespreeK word en wat van belang is vir
sover hulle potensiële bronne van radioaktiewe besoedeling is wat tot stra=
lingsblootstelling van die bevolking kan lei, is SAFARI-1, die navorsings=
reakbor van die RAK te Pelindaba, en Koeberg A en B, die voorgestelde kern=
kragreaKtore wat EVK.OM op Duinefontein gaan oprig. 'n Gevolgtrekking van
die ondersosk r : kernkrag in Suid-Afrika (RAK, 1974) is dat kernkragstasies
slegs ekonomies mededingend in Wes- en Oos-Kaapland sal wees, terwyl dit in
ander gebiede sterk afhanklik is van die prys van steenkool. Daar kan dus
aanvaar word dat die merendeel van toekomstige kerninstallasies aan die kus
gelee sal wees en dat seewater as koelmiddel en die ontvanger van vloeibare
radioaktiewe afval sal dien. Dis resultate van hierdie ondersoek is dus ook
gedeeltelik op toekomstige kernkragstasies van toepassing.
Ontginning, verwerking en verryking van uraan lei nie tot die produksie
van bykomende radioaktiewe materiaal nie, maar veroorsaak wel dat ewewigstoe=
stande versteur word. Radioaktiewe materiaal word in veranderde chemles-
fisiese vorms aan die omgewing vrygestel en biologiese konsentrasieprosesse
kan tot die akkumulasie van bepaalde kernsoorte tot onaanvaarbare vlakke lei.
'n Studie van omgewingstraling wat by 'n uraanmyn te Phalaborwa uitgevoer is,
word kortliks bespreek.
Kernaangedrewe bote wat potensiële bronne van radioaktiewe afval is,
besoek lUid-Afrikaanse hawens dikwels. Toelating tot die hawens geskied by
wyse van 'n lisensie en vereis 'n onderneming dat geen radioaktiewe afval
gestort sal word nie. Moniteerprogramme word gereeld uitgevoer om te ver=
seker dat aan die vereistes voldoen word en word kortliks bBspreek.
Die belangrikste bron van radioaktiewe afval aan die omgewing in die
normale brandstofKringloop is die herverwerking van gebruikte brandstofelemente.
Sodanige herverwerking is slegs ekonomies regverdigbaar indien die
46.
geïnstalleerde vermoë sowat 30 000 MW(e) beloop CBasson, 1974) en die hantering
van hierdie radioaKtiewe afval sal dus nie in die nabye toekoms in Suid-Afrika
plaasvind nie.
5.1 Inventaris van Radioaktiwiteit
Die hoeveelheid radioaktiewe klowingsprodukte in die kern van 'n reaktor
is 'n funksie van die termiese vermoë van die reaktor en die bedryfsduur. Die
totale beta-aktiwiteit in 'n reaktor wat teen konstante termiese vermoë bedryf
is, word benaderd gegee deur die Way-Wigner (1948) verband
(t - t )c o
-0,2x 1OU
met Ag = totale beta-aktiwiteit CCi);
P = termiese vsrmoë (MW);
tc = vervaltyd gemest vanaf die aanvang van bedryf (d) ;
t = bedryftyd Cd).
Hierdie verband is slegs geldig indien (t - t ) > 0.
Afsonderlike kernsoorte se aktiwiteit hang van hul onderskeie klowings=
opbrengste af en word benaderd gegee deur (Beattie en Bryant, 1970a) :
met
A ^ = 8,4 Q± P [ 1 -- 0,693 t /T.
x 103
termiese vermca (MW);
aktiwiteit van kernsoort i CCi)>
klowingsopbrengs van kern i (%);
halveringstyd van kernsoort i td); en
bedryftyd Cd).tl
wm-
ssraisSSWSasafflK W * « » ^ ^
47.
In Tabel 5.1 (Beattie, 1963) verskyn die aktiwiteit van die belangrikste
kernsoorte wat na bedryf van 1 jr teen 'n termiese vermoë van 1 MW gevomn word.
Die tabel toon ook daardie eienskappe wat uit die oogpunt van ontsnapping en
stralingsblootstelling belangrik is.
1
'n EwewigstoBstand tussen produksie en radioaktiewe verval van 'n beson=
dere kernsoort word na 'n bedryfstyd van ongeveer 7 halveringstye tot beter as
99 % benader. Dus is die waardes vir kernsoorte met 'n halveringstyd van
minder as 50 d ewewigswaardes, terwyl die aktiwiteit van kernsoorte met 'n
90.langer halveringstyd steeds toeneem.
137.
In die geval van die langlewende Sr
en 'Cs is die toename byna lineêr en kan van die benaderde formule bereken
word dat
n •
1}
A = 5,6 0 P j*- x 1 0
i
Isotope van die edelgasse Xe en Kr, sowel as I, het die? hoogste opbreng=
ste en as gevolg van hul gasagtige eienskappe toon hul dan ook die grootste
Die edelgasse 69Kr C3,2 min), 90Kr £33 s) enontsnappingsmoontlikhede.
137Xe (3,9 min) verval onderskeidelik tot die biologies belangrike kernsoorte
On QQ A O T
Sr, Sr en Cs. Die konsentrasies van laasgenoemde kerne wat langs dié
weg gevorm word, is egter 'n klein persentasie van hul totale opbrengs.
'n Verdere bron van radioaktiewe afval in 'n kernreaktor is die primêre
koelstelsel. Die hoë neutronvloed wat in hierdie gedeelte van die stelsel
heers, reageer met strukturele materiale, onsuiwerhede in die koelwater en met
moontlike smeermiddels, waterversagtingsmiddels, ens. wat gebruik word. 'n
Verskeidenheid kernsoarte wat moeilik is om te voorspel, word as gevolg van
neutronaktiveringsreaksies gevorm. Vanweë korrosie konsentrBer aktiwiteit
uit die strukturele materiale, pype, pompe, ens. in die primêre koelwater.
n j •. .... ji , ' i. • 24., 51„ 54M 55,. 58„Die mees algemene van hierdie kernsoorte is Na, Cr, Mn, Fe, Co,
60_ 65, 124C.Co, Zn en Sb.
9C
Fe.
ra148.
Kemsoorte wat onder normale omstandighede u i t -n kernreaktor kan ontsnap
Kernsaarte met kort halveringstye
Halveringstyd
Aktiwiteit intermiese fcrag
Na bedryf Na 1 dagvan 1 j r verval
VlugtigheidGesondheids
flsieseeienskappe
83SM8587
2.3h3?m
3m55=
Baie vlugtig Uitwendige heelliggeam blootstelling" M Geringe gesondheldsgevear
B3m85m
8990
4.dn7Bm
?.8h15233138
D0.200.100
Gasagtig Uitwendige b loo ts te l l i ngGeringe gesondheidsgevaer
13113?133134136136
6.7hB6s
2S335463SS53
?30
ÏS04.40
vlugtig uitwendige blootstelling.inwendigeblootstel l ing van ski ldkl ierGroot gBSondheidsgevBar
Xe 131m133m133135m13513713B139
?.3dS.3d
15.6m
0.31
sa16SS485361
D.30.7
470a0Ga
Gasagtig Uitwendige blootstel l ingGeringe gesondheidsgevaBr
(b) Kernsoorte met lang halveringstye
Halveringetyd
Aktiwltelt in kCi/tWtermiese krag
Na bedryfvan 1 Jr
Na bedryfvan 5 j r
Kookpunt VlugtigholdGesondhBids-fisiBSB
eienskappe
10.4jr
I.OJr
33Jr
0.12
S
1.1
0.62 -153
10 2500
5.3 670
GaBagtig
flksied effensvlugtig
Bale vlugtig
Uitwendige blootstellingGeringe gesondheidsgevear
Inwendige blootstelling van nlereen spysverterlngskanaal
Inwendige blootstelling van alleweefsels
4b.
5.2 Vrystellingsmeganismes
Dis totale inventaris van die radioaktiwiteit in 'n kernreaktor beloop
sowat 10 Ci per MW termiese vermoë van dis reaKtor na bedryf van 1 jr. Die
werklike vrylating van radioaktiewe materiaal onder bedryfsomstandighede bedra
-6 ~9'n uiters klein breuk, 10 - 10 , van hierdie inventaris. Dit is gevolglik
moeilik om die presiese hoeveelheid en aard van die vrylatings te voorspel.
Werklike hoeveelhede kan eers in die praktyk vasgestel word en hang saam met
die konstruksie en bedryfsfaktore en nie soseer met die reaktorgrootte nie.
Die primêre koelsilkus vorm 'n geslote stelsel. Opgeloste en gesus=
pendeerde aktiwiteit kan geberg, behandel en na monitering onder beheerde toe=
stande gestort word. In beginsel is dit dan ook moontlik om te verseker dat
'die chemies-fisiese vorm van die radioaktiwiteit Ckyk 7.1) nie tot voorkeur
konsentrasie in die omgewing sal lei nie.
Die beheer van gasagtigs afval is uit die aard van die saak veel moei=
llker as dié van vloeibare afval - lekkasies ontstaan makliker, is moeilik om
op te spoor en die skeiding, berging en behandeling van sodanige afval is teg=
nies ingewikkeld.
Die belangrikste kernsoorte in luggedrae vrylatings teenwoordig, is dié
van die gasse Kr, Xe en H; laasgenoemde hoofsaaklik as waterdamp, asook dié
van vlugtige elemehte soos I, Cs en Ru. Al hierdie elemente het radio=
isotope met lang halveringstye wat deur klowingsreaksiBS gevorm word.
Die radioaktiewe produkte kan in vier groepe ingedeel word, nl.
Cl] die edelgasse (Kr, Ar en Xe) wat vir beperkte tye vertraag kan word -
sodoende word veroorsaak dat dis kernsoorte met kort halveringstye
verval, en dat dit hoofsaaklik die langerlewende Kr en Xe is wat
ontsnap. Uit die aard van hul chemiese sienskapps is hierdie kern=
soorte slegs van belang t.o.v. uitwendige blootstelling;
•4
"1
50.
[2] die halagene (Br en I) wat uit die verhitte brandstof sublimeer, maar
as gevolg van hul chemiese reaktiwiteit met die koelmedium of reaKtor=
wande reageer en platineer - doeltreffende filtrering van hierdie ele=
mente met behulp van geaktiveerdekoolstof-filters vir elementêre I- en
KI-geïmpregneerde filters vir organiese I-verbindings kan ontsnapping
verhoed;
(3) ander materiale (Cs, Ru) wat moeiliker uit die brandstofelemente en
koelstelsel ontsnap en ook kwantitatief gefiltreer kan word en daarom
'n baie lae ontsnappingsmoontlikheid het;
(4) tritium (H ] wat 'n tersiêre klowingsproduk is en hoofsaaklik in die
vorm van HTD teenwoordig is en dus as waterdamp kan ontsnap.
't l
§ !§ lh fIIfc
II
5.3 Qmgewingstudies by S.A. Kerninstallasies
Plaaslike installasies wat reeds in bedryf of in die beplanningstadium
is en wat die vrylating van radioaktiewe afval aan die omgewing tot gevolg
kan hé, is die volgende:
(i) Nasionale Kernnavorsingsentrum op Pelindaba;
(iiJ Koeberg-kernkragsentrale op Duinefontein;
(iii) Uraanbedryf (ontginning, verwerking en verryking).
Verder gee die aanwending van radioisotope in die nywerheid, landbou
en geneeskunde aanleiding tot gereelde, maar betreklik klein vrylatings aan
die omgewing, terwyl kernaangedrewe skepe wat sedert 1973 besoske aan Suid-
Afrikaanse hawens bring, potensiële besoedelaars is.
Vrylatings van radioaktiewe materiaal uit dié bronne word beheer en
moet aan voorgeskrewe vereistes voldoen wat hoeveelhede, tempo's ens. betref.
Gereelde opnames van omgewingsradioaktiwiteit word vereis met die doel om die
blootstelling van individue in daardie omgewing te bepaal, en sodoende die
aannames in verband met kritieke paaie en die verspreiding van radioaktiwiteit
51.
deur die ekologiese ketting te bevestig wat in die berekening van toelaatbare
vrylatings gebruik is. Omdat regstreekse meting van die dosis aan elke indi=
vidu nie moontlik is nie, word die dosisperke in ternie van afgeleide veilige
konsentrasies in mediums soos lug, water» weiding, grond, voedselprodukte.
ens. uitgedruk.
Die vlak van radioaktiwiteit in bogenoemde mediums as gevolg van natuur=
like bronne en kernbomnserslag is veel hoer as dié wat die kernbedryf deur nor=
male vrylatings tot die omgewing sal byvoeg. Die waarneming daarvan vereis
dat 'n deeglike agtergrondopname vooraf met bBhulp van gevoelige radiochemiese
metodes, lae agtergrondtelling en/of gammaspektrometrie gedoen word. Die
meetmetodes en tsgnieke wat vir hierdie waarnemings ontwikkel en aangewend is,
word in die Aanhangsel 10.1 beskryf. Gereelde deelname aan die IAEA-program
vir vergelyking van analitiese resultate van monsters met lae radioaktiwiteit
(LOWRA) het verseker dat tegnieke en metodes betroubare resultats lewer.
Alhoewel die meting van totale alfa- en beta-aktiwiteit geen absolute
maatstaf van toenames in die omgewing is nie, is dit soveel eenvoudiger dat
'n groot aantal monsters en mediums op 'n gereelde grondslag ondersoek kan
word. Dit is gebruiklik om die agtergrondvlakke oor 'n tydperk van sowat 'n
jaar vóór die inbedryfstelling van bv. 'n kernreaktor te bepaal om sodoende
die mate van normale wisselings vas te stel.
Die resultate van gereelde metings in 'n bepaalde medium by "n verskei=
denheid moniteringspunte is weens die plek van monsterneming, die tyd van
monsterneming en eksperimentele foute, aan statistiese wisselinge onderworpe.
Werklike veranderinge kan veel noukeuriger waargeneem word indien 'n statis=
tiese ontleding uitgevoer word om die wisseling as gevolg van elk van boge=
noemde te onderskei en kontrolegrense vas te stel wat, indien dit oorskry word,
'n aanduiding van 'n betekenisvolle verandering sal wees. Die statistiese
metodes wat gebruik is, word in die Aanhangsel 10.4 volledig beskryf.
1
<* *"'r>r--r
52.
Die omgewingsmonitering word tydens bedryf voortgesit en wanneer bete=
kenisvolle toenames in die alfa- of beta-aKtiwiteit waargeneem word, word die
monsters vir afsanderliKe Kernsoorte met behulp van meer spesifieke metodes
ontleed en kan die bron herken en die stralingsblootstelling geëvalueer word.
a •
5.3.1 Nasionale Kernnavorsingsentrum, Pelindaba
Die Pelindaba-terrein is ongeveer 27 km wes van Pretoria en 37 km
noord van Johannesburg gelee. Die terrein is op 'n hoogte van 1 280 m en
lê in 'n heuwelagtige gebied tussen vier ewewydige reekse heuwels wat van
wes na oos strBk. Die Krokodilrivier wat deur die heuwelreekse sny, vorm
die westelike grens van die Pelindaba-terrein en is die bron van proseswater
vir die NK.NS. Vloeibare afval word in die rivier gestort. Die Krokodil3
' rivier voed die Hartbeespoortdam wat 8 km verder noordwes gelee is en as bron
van drinkwater vir die gemeenskap rondom die dam gebruik word, sowel as vir
'n uitgebreide besproeiingsskema. Die dam is ook 'n gewilde ontspannings-
en hengeloord.
Die boerdery in die omgewing is van 'n gemengde aard en sluit produkte
soos groente, vrugte, lusern, mielies en tabak in. 'n Aantal pluimvee- en
suiwelplase is ook teenwoordig. Die Pelindaba-terrein beslaan 1 500 ha en
die naaste grens ia sowat 1 km van die reaktor. Die totale Lrvolking tot
op 'n afstand van 5 km beloop ongeveer 2 000 persone.
Die ingebruikname van hierdie fasiliteit is voorafgegaan deur 'n om=
vattende agtergrondopname van totale radioaktiwiteit in die omgewing teen=
woordig, en sedert kritiBkwording op 18 Maart 1965 word bedryfsopnames van
vrygelate radioaktiwiteit gereeld uitgevoer (Van As, 1965, 1966; Van As
et al, 1967. 1968, 1969; Van As en Basson, 1969; Van As en Vleggaar, 1970.
1971 b, 1972 b, 1973, 1974. 1975].
^ ^
53.
In die geval van Pelindaba was die Kritieke pad van blootstelling aan=
vanklik nie duidelik nie en het die oorspronklike bedryfsopname die bepaling
van totale aktiwiteit in 'n groot aantal mediums behels om toenames waar te
neem en sensitiewe mediums te onderskei. Monsters van grond, plantegroei,
water, sediment en waterplante word maandeliks by 'n groot aantal punte op
die terrein versamel.
'{
f I'• 6
fI(:A:
\ï.'
Die monsters word deur verassing of indamping gekonsentreer en die
totale alfa- en beta-aktiwiteit bepaal. Die waarnemings word aan die kon=
trolegrense getoets en indien dit beduidend van die agtergrondwaardes verskil,
word die monsters gammaspektrometries en radiochemies ontleed om die bron van
verandering uit te ken. Die eerste betekenisvolle veranderings is gelyk=
tydig in die totale beta-aktiwiteit van rivierwater en plantegroei waargeneem
en wel gedurende Oktober 1966. Gammaspektrometriese enalise het die teen=
95 103 141 144woordigheid van Zr, Ru, Ce en Ce getoon. Gedurende hierdie tyd=
perk is hoë konsentrasies kernbomafval by verskeie waarnemingspunte in Suid-
Afrika gevind en die toename in omgewingsaktiwiteit kon sonder twyfel aan
dieselfde bron toegeskryf word. (K.yk ook Fig. 10.2)
Die vlakke van kernbomafval in die atmosfeer oor Suid-Afrika is in
Hoofstuk 4 breedvoerig bespreek. Hierdie bron was sedert 1966 die grootste
bydraer tot die kunsmatige agtergrondradioaktiwiteit in die Pelindaba-omgewing
131en waarnemings daarvan in die biosfeer het gelei tot die herkenning van I
in die voedselketting, neerslag - weiding - melk - mens as kritieke pad m.b.t.
vrylatings van luggedrae afval.
Die kritieke pad vir die IMK.NS se vloeibare vrylatings is dsur die water
van die Krokodilrivier en die Hartbeespoor-datn wat die gemeenskap in daardie
omgewing as drinkwater gebruik. 'n Ontleding van maandelikse monsters van
90 137afvalwater toon dat die klowingsprodukte Sr en Cs en die aktiverings=
produkte Co en Zn die vernaamste deel van die totale aktiwiteit uitmaak
;^^SJ^^
54.
wat in dis Krokodilrivier gestort word. Die vrylating is egter minimaal
90(Tabel 8.IJ en is na verdunning in die rivier nie waarneembaar nie. Sr
13?en Cs sowel as ander korterlewende klowingsprodukte wat in drinkwater uit
die dam waargeneem word, is hoofsaaklik van kernbomneerslag afkomstig.
Sedert die kritieke paaie uitgeken is* behels die bedryfsopname die
131waarneming van I in melkmonsters wat weekliks van 10 plase tot op 'n af=
stand van 15 km verkry word. Monsters van rivier-, dam- en drinkwater word
90gereeld vir gammastralers en Sr ontleed. Vismonsters wat kwartaalliks
uit die Hartbeespoortdam en die Krokodilrivier verkry word, word op dieselfde
wyse ontleed (Van As en Vleggaar, 1971 b).
% I,
3,. !5
ï {
I f.p It. ï-
Soos in Hoofstuk 2 gemeld, geskied die vrylating van radioaktiewe afval
in ooreenstemming met die voorwaardes deur die Nasionale Komitee van Beheer
oor die Wegruiming van Radioaktiewe Afval neergelê. In die geval van
stortings in die Krokodilrivier, vereis die Departement van Waterwese ook 'n
vrylatlngspermit. Hiervolgens is dis vrylatings daaraan onderworpe dat
Ci) die maksimum toelaatbare storting van radioaktiewe afval in die Krokodil=
rivier oor enige tydperk van 13 opeenvolgende weke en bereken volgens die
formule ( R a x 200) + (ander alfa-stralers x 2,86) + ( S r x 20) + (ander
beta-stralers), met alle aktiwiteit in curie uitgedruk, nie 4,54 Ci mag oor=
skry nie; (ii) dat bogenoemde radioaktiewe afvalstowwe nie teen 'n tempo
van meer as 20,9 mCi/h gestort mag word nie (d.w.s. 10 keer gemiddelde);
22B 710 1?9
(iii) dat die radiokerne Ra, Pb en I nie toegelaat sal word om in
die afvalwater te beland nie (Barbour, 1967).
Hierdie formule berus daarop dat drinkwater die kritieke pad van
inname is en verseker dat die XKRB se maksimum toelaatbare konsentrasies in
drinkwater vir die algemene publiek selfs tydens die rivier se minimum daag=
likse vloei nie oorskry word nie. In die afleiding van die formule is aan=
TOR Qnvaar dat Ra en Sr die kritieke kernsoorte is en indien spesifieke analise
—I
228Fte beskou en die residuele beta-aktiwiteit as 1 2 6 I , 1 3 1I of 2 2 7Ac.
55.
vir hierdie kernsoorte nie uitgevoer word nie, moet die totale alfa-aktiwiteit
as Ra beskou word en die totale beta-aktiwiteit as Sr. Indien hierdie
210kernsoorte wel bepaal word, word die residuele alfa-aktiwiteit as Po of
Met
inagname van die maksimum toelaatbare konsentrasies van hierdie kernsoorte en
die fisiese verdunning wat op die minimum daaglikse vloei sou volg, word dan
bereken dat 'n storting van 'n "ekwivalente" 4,54 Ci/13 weke nie die IKRB se
dosisperke vir diegene wat rivierwater as drinkwater gebruik, sal oorskry nie.
'n Gewilde bedryf in die Hartbeespoortdam en ook in die Krokodilrivier
is varswaterhengel. Aangesien die moontlikheid bestaan dat die biologiese
konsentrasie weens die verbruik van vis tot 'n meer kritieke pad van inname
kan lei, is daar in die permit voorsiening gernaak dat doeltreffende monitering
uitgevoer word om te verseker dat stortings nie tot vlakke konsentreer wat
gevaar vir mens of dier in die omgewing inhou nie.
Vrylatings van luggedrae materiaal aan die atmosfeer vind op Pelindaba
deur 'n skoorsteen met 'n hoogte van 70 m plaas. Die belangrikste byd'"ae
tot hierdie afval is van SAFARI-1 afkomstig en bestaan uit radioaktiewe isotope
van die edelgasse Ar, Kr en Xe asook H in die vorm van waterdamp, en in 'n
mindere mate vlugtige klowingsprodukte soos I-isotope. Die Isotoopproduksie=
sentrum en die Afvalbehandelingsaanleg is verdere bronne van sporadiese vry=
latings. Gasagtige afval kan nie geberg en gemoniteer word soos in die
geval van vloeibare materiaal nie en dus word die skoorsteen deurlopend vir
131alfa-, beta-gamma- en I-aktiwitelt gemoniteer CKruger en Keet, 1972).
Gedurende 1964, voor kritiekwording van SAFARI-1, het die Nasionale Komitee
van Beheer oor die Wegruiming van Radioaktiewe Afval vrylatingsnorme vir lug=
gedrae afval voorgeskryf. Daar is aanvaar dat inaseming die kritieke pad
van blootstelling is en vrylatings is bereken op die veronderstelling dat 'n
onbekende mengsel van beta-stralers teenwoordig is met geen alfa-aktiwiteit
227of Ac nie. Onder hierdie omstandighede is die maksimum toelaatbare
ir
56.
-12 3konsentrasie In lug vir die publiek 10 /xCi/om , aldus die IKRB se aan=
bevelingö (IKRB, publ. 2).
By gebrek aan kennis oor die voorkoms van verskillende weerstoestande
en die atmosferiese verdunning wat daarmee gepaard gaan, is die gegewens van
Gifford (1960) gebruik om die verdunning te bepaal en is aanvaar dat sta=
biele toestande met swak verdunning gedurende 'n kwart van die tyd heers.
Hiervolgens is die maksimum vrylating op 3 Ci/maand gestel.
Die resultate van kernbomafvalmetings het getoon dat die blootstelling
131deur die voedselketting neerslag - Koel - melk - mens in die geval van I
veel belangrike: as inaseming is (Van As en Vleggaar, 1971 a). Verder ver=
oorsaak dié komplekse topografie en die heersende weerstoestande groot onse=
kerhede in die werklike verdunning. 'n Omvattende studie van laasgenoemde
parameters is op die Pelindabaterrein uitgevoer en is sedertdien gebruik om
veilige vrylatings aan die atmosfeer af te lei - kyk Hoofstuk 6.
'£• •
5.3.2 Koeberg-kernkragsentrale, Duinefontein
Suid-Afrika se eerste kernkragstasie, Koeberg A,'word tans beplan om
aan die Kaapse weskus, 28 km noord van Kaapstad, opgerig te word. EVKOM
het laat blyk dat die eerste eenheid van 1 000 MWCe) in 1981 in bedryf gestel
sal word, met 'n twesde eenheid wat 'n jaar later sal volg. Die Duinefontein-
terrein grens aan die kus, is plat en laagliggend en is met duinsand, lae
struikgewasse en droogtebestande grassoorte bedek. Die naaste grens is 1,85
km van die plasingspunt van die eerste eenheid. Die huidige bevolkingsdigt=
heid is laag en 'n beperking is op ontwikkeling tot 8 km geplaas. Weens
die swak gehalte van dis grond word landbou slegs op 'n beperkte skaal beoefen
en veeboerdery is die enigste bedryf van belang binne 'n straal van 15 km.
Op groter afstande word druiwe en graan intensief verbou en speel die suiwel=
bedryf ook 'n rol tBasson en Van As, 1975).
r
57.
Die terrein het 'n lang seefront van 4,4 Km. Koelwater vir die
aanleg C ~ 100 m /s) word uit die see gepomp en sal ongeveer 10 C warmer
wees wanneer dit weer aan die brandersone vrygelaat word. Vloeibare radio=
aKtiewe afval sal met voordeel in hierdie groot volume koelwater verdun kan
word voordat dit in die see gestort word. Die betrokke marine-omgewing is
besonder produktief as gevolg van die gereelde opwelling van dieperliggende
water wat hoë konsentrasies voedingstowwe bevat. Die seewater is ryk aan
plankton en intensiswe kommersiële bootvissery vind verder van die kus plaas.
'n Groot verskeidenheid seewiere, weekdiere en skaaldiere word in die onmid=
dellike omgewing aangetref. Die eetbare soorts word gereeld deur die plaas=
like bevolking en in 'n mindere mate ook op kommersiële skaal, versamel.
EVKOM het besluit om die heelliggaamblootstelling van die bevolking
as gevolg van normale vrylatings van radioaktiwiteit aan die omgewing deur
die eerste twee eenhede tot minder as 10 mrem/jr te beperk (i.p.v. 25 mrein/jr
soos deur die RAK se Lisensiëringstak vir die hele terrein toegeken.) In
ooreenstemming met die IKRB se aanbeveiings mag die blootstelling vir ander
organe hoer wees. Die toelaatbare vrylatings van luggedrae en vloeibare
afval wat aan bogenoemde dosisperk sal voldoen, is bereken nadat die moont=
like kritieke paaie en groepe geïdentifiseer is.
5.3.2.1 Kritieke paaie
Die moontlike blootstelling wat op die vrylating van radioaktiwiteit
aan die see kan volg, is (a) uitwendige blootstelling weens aktiwiteite
soos sonbaai, swam, bootry, netvissery, ens.; Cb) inwendige blootstelling
as gevolg van die eet van seevoedsel.
'n Ondersoek in die omgewing van Duinefontein toon dat indien die
vloeibare afval met die koelwater verdun word, swem en bootry nie kritieke
paaie van blootstelling sal wees nie, beide as gevolg van die groot verdunning
s
I
fIJi11
-ïi~;i
58.
sowel as die gevaarlike brandersone wat sulke bedrywigheds beperk. Fisiese
konsentrasie kan tot die akkumulasie van vrygelate kernsoorte op sand aan=
leiding gee, en aktiwiteite soos sonbaai en die grawe van sandmossels wat
gewilde gebruike is, is moontlike kritieke paaie CBasson en Van As, 1972).
'n Literatuurstudie van die marins-biologie (Barnard, 1960; Day,
1969) toon die aanwesigheid van 'n verskeidenheid eetbare organismes langs
die Kaapse weskus. Plaaslike opnames in die littorale gebied van Blou=
bergstrand tot by Bokbaai, 15 Km weerskante van Duinefontein, bevestig die
teenwoordigheid van onderstaande eetbare spesies of organismes wat van toe=
komstige belang kan wees.
Weekdiere
Skaaldiere
Seewiere
Ander
Lynvis
Witvis
Pelagiese vis
Ander vis
Choromytillus meridionalisDonax seraHaliotus midae
Jasus lalandii
Ulva spp.Ecklonia maximaPorphyra capensisSuhria vittataGigartina rachula
ParechinusPyura
Seriola pappeiArgyrozona argyrozonaJohnius hololepidotusPachymetopon grandeAtractoscion aequidensChrysoblephus gibbicepsLithognathus lithognathus
Merluccius capensisXiphiurus capensisSynaptura marginata
Trachurus trachurusSardinop ocellataScomber japonicusMugil richardsoniScombrop's dubius
Lophius piscatoriusTriglia capensis
st'F
59.
Opnames in die sub-littorale gebied is tydens duikwerk uitgevoer en
toon dat seelewe hoofsaaklik in dis rotsagtige gebiede gekonsentreer is.
Die pBlagiese vissoorte word hoofsaaklik vir die vervaardiging van
vismeel en olie gebruik. Die witvissoorte sluit gesogte eetbare spesies in
en word kommersieël ontgin terwyl lynvis meestal deur hengelaars vir eie
gebruik gevang word.
Dit is onwaarskynlik dat die produkte wat kommersieël versprei word
van kritieke belang sal wees omdat dit geweldig verdun word deur vangste
vanaf ander gebiede. Die waarskynlikste kritieke groep is die plaaslike
inwoners wat hul wettige kwota van 5 krewe, 5 perlemoene en 50 mossels per
dag op gereelde grondslag vir eie gebruik versamel. Vir die doeleindes van
hierdie studie is aanvaar dat die kritieke groep hul daaglikse kwota een maal
per week versamel en verbruik - kyk Tabel 7.7.
5.3.2.2 Ekologiese faktore
'n Belangrike parameter in die voedselketting is die akkumulasie van
verskillende kernsoorte uit seewater en seevoedselsoorte. Altesaam 19 kern=
soorte wat moontlik kritieke kernsoorte kan wees, is in berekening gebring en
sluit in die neutrongeaktiveerde korrosieprodukte Cr, Fe, Zn, Mn, Co,
124Sb, die klowingsprodukte 90Sr, 1 3 7Cs, 1D6Ru, 9 1Y. 95Zr, 1 4 1Ce, 1 4 4Ce. 95Nb,
Pr, Nd, Pm, sowel as Pu en H. 'n Eksperimentele studie is uit=
gevoer om die biologiese konsentrasie van die korrosieprodukte in plaaslike
marine-organismes te bepaal, terwyl gepubliseerde waardes vir die ander kern=
soorte gebruik is. Die eksperimentele bepaling van konsentrasief al'tore en
die gebruik van dié parametfir om veilige vrylatings aan die oseaan af te lei,
word in Hoofstuk 7 verder bespreek.
'i(fssfcg9i-gjaW
6 0 .
In die geval van luggedrae vrylatings geld dieselfde oorwegings as
wat vir die Pelindabaterrein beskryf is, behalwe dat die land - see-ontmoeting
'n oorheersende rol in die atmosfsriese verdunning speel en teoretiese VOOT=
spellings ingewikkeld maak. Daar word beplan om hierdie eienskap van die
Duinefonteinterrein met behulp van 'n eksperimente spoorderstudie soortgelyk
aan dié in Hoofstuk 6 beskryf, te bevestig.
5.3.3 Uraanbedryf
Hierdie bedryf behels die ontginning, chemiese verwerking sn sedert
onlangs ook die verryking van uraan. In die toekoms mag verdere verwerking
tot die vlak van brandstofelemente ook plaasvind. Uraan is 'n groter tok=
siese as stralingsgevaar vir die mens weens sy lae spesifieke aktiwiteit en
wyse waarop dit gemetaboliseer word. Dit is hoofsaaklik tydens ontginning
dat stralingsblootstelling 'n probleem is en dan hoofsaaklik vir ondergrondse
werkers weens radoninaseming (Basson et al, 1971} . Groot hoeveelhede radio=
aktiewe materiaal wat ontgin, maar nie herwin word nie, bv. torium en radium,
word aan die omgewing vrygelaat. Hierdie aktiwiteit word sodanig deur afval=
rotsmateriaal verdun dat die spesifieke aktiwiteit gewoonlik van dieselfde
orde as die oorspronklike erts is en dus geen regstreekse stralingsgevaar in=
hou nie. Die gevaar bestaan dat voorksurloging vanweë die veranderde fisies-
chemiese toestand van die materiaal kan plaasvind wat dan tot konsentrasie in
die biosfeer kan lei. Moontlike kritieke paaie van blootstelling is die
inaseming van radioaktiewe stof vanaf die mynhope of loging na waterliggame
wat dikwels vir ontspanningsdoeleindes en hengel gebruik word. 'n Studie
van hierdie aard is by die Palabora Mining Company te Phalaborwa uitgevoer en
alhoewel 'n stadige toename in aktiwiteit in damwater waargeneem is, is die
vlakke steeds laag en is geen opbou van konsentrasie in die eetbare dele van
vis aangetref nie (Van As et al, 1975).
1
I3I
. I
BI.
5.3.4 Kernaangedrewe sKepe
Die besoek van kernaangedrewe skepe aan Suid-Afrikaanse hawens bring
die moc^tlikheid van vrylatings aan digbevolkte gebiede mee. Tydens normale
bedryf is voorsiening vir die berging van alle vloeibare afval aan boord
gemaak, terwyl vrylatings aan die atmosfeer deur absolute filters geskied.
Die vernaamste stralingsgevaar bestaan in die moontlikheid van onvoorsiene
vrylatings van radioaktiwiteit terwyl die skip vasgemeer is. 'n Veiligheids=
prosedure om stralingsblootstelling tot 'n minimum te bsperk, is vir elke
hawestad opgestel en vereis dat die vaartuig in die geval van 'n noodtoestand
die hawe onmiddellik ontruim. Aangesien vertragings moontlik is waartydens
radioaktiwiteit vrygestel kan word, is die snelle meting van werklike en
potensiële stralingsdosisse nodig om voorkomende maatreëls soos binnehuise-
inperking, ontruiming, ens. te tref.
Die hawe van Simonstad is deur verskillende kernduikbote besoek,
terwyl die hawens van Kaapstad en Durban deur die kernvragskip Otto Hahn
besoek is. 'n Studie van die agtergrondradioaktiwiteit is vooraf by albei
hierdie hawens uitgevoer en dit het ook die bepaling van totale alfa- en
beta-aktiwiteit in seewater, sediment en biologiese monsters behels wat uit
die omgewing van die aanlêplek afkomstig was. Verder is die omringende
gebied in sestien rigtingsektore verdeel en in elke sektor is 'n gesklkte
gebied op afstande van 500, 1 000, 3 00D, 5 000 en 10 000 m gekies waar die
totale gamma-agtergrond met behulp van 'n draagbare sintillasieteller bepaal
is en waar 'n termoluminessente dosismeter blootgestel is. Die doel van
hierdie taak was meer bepaald om in die geval van 'n groot onvoorsiene vryla=
ting die besmette gebied te identifiseer waarbinne spesifieke metings uitge=
voer moet word om die werklike of potensiële stralingsgevaar te evalueer
CNUSAFE, 1974).
62.
Tydens die besoek word lug- en watermonsters in die omgewing van die
skip kontinu versamel en die totale alfa- en beta-aktiwiteit gemeet en met
agtergrondwaardes vergelyk. 'n Noodspan, met geskikte instruments toege=
rus, is in gereedheid te Pelindaba en kan in die geval van 'n ernstige vry=
lating binne enkele ure per militêre vliegtuig op die toneel wses. In soda=
nige geval is die isotope van jodium die kritieke radiokerne en terwyl die
vrylating voortduur, is inaseming die kritieke pad; daarna word inname deur
voedselprodukte, water en melk die kritieke pad. Die meting van radioakti=
witeit in lug word bemoeilik omdat verteenwoordigende monsters uit 'n bewe=
gende wolk versamel moet word. Indien 'n konstante neerslagtempo vir die
jodiumisotope in die wolk aanvaar word, kan die wolkdosis van 'n meting van
131neergeslane I-aktiwiteit verkry word. Vir hierdie doel is 'n Pitman
131Selective Gamma Monitor vir die kwantitatiewe meting van neergeslane I
2gekalibreer. Die kwosiënt van die gemete konsentrasis in Ci/m en die neer=
slagsnelheid tv ) in m/s gee die ekwivalente wolkdosis in Ci.s/m . 'n
Jodiumwolkdc-sis van 0,0006 Ci.s/m lei deur inaseming tot 'n dosis van 1
rem aan die skildklier van 'n kind (Beattie en Bryant, 1970 b).
Die omgewingsopname wat die monitering van sediment, seewater en
biologiese monsters in die gebied van die aanlêplek insluit, word na vertrek
van die skip herhaal, sn die aktiwiteit met agtergrondwaardes vergelyk.
Geeneen van die besoeke van kernaangedrewe skepe het tot dusver tot waarneem=
bare toenames in omgewingradioaKtiwiteit en die stralingdosis van die bevolking
gelei nie.
If
f
- **^:r
63.
6. ATMOSFERIESE BLOOTSTELLINGSPAAIE
B.l Atmosferlese Verdunning
Die verspreiding van luggedrae vrylatings word grootliks deur
die windrigtirtg en die topografie van die omgewing bepaal. Die verdun=
ning daarenteen is 'n funksie van windsnelheid en termiese stabiliteit.
Laasgenosmde beïnvloed die turbulensieselle in die atmosfeer wat van
werwelwinde van enKele meter tot siklone met deursneë van honderde kl=
lometer wissel. Turbulente diffusie, wat die vernaamste meganisme van
verdunning is, is dus nou gekoppel aan die temperatuurvervaltempo in die
atmosfeer.
Gedurende sonnige dagtoestande word die luglae naaste aan die grond
vinniger verhit weens die absorpsie van hitte deur die aardkors en gee
aanleiding tot 'n superadiabatiese toestand, oftewel 'n temperatuurdaling
na gelang van hoogte wat grqter is as die natuurlike daling in temperatuur
wat vanweë die adiabatiese uitsetting van lug sou plaasvind wanneer dit na
'n hoer hoogte d.w.s. laer druk, verplaas word. Die droë adiabatiese tem=
peratuurvervaltempo is -1 C/1QO m. Hierdie toestand lei daartoe dat wan=
neer 'n lugmassa opwaarts verplaas word, dit steeds minder dig is as die
omringende lug en daarom bly styg. Soortgelyk sal 'n lugmassa wat afwaarts
verplaas word onder superadiabatiese toestande steeds digter wees as die
omringende luglae en daarom bly daal. Hoe groter die temperatuurverval=
tempo, hoe hewiger is hierdie uitwerking en gevolglik ook die turbulensie.
Gedurende onbewolkte nagte, veral in die koeler maande, gebeur dit
dat die aardkors vinniger afkoel as die atmosfeer Bn hierdeur word die on=
derste luglae ook koeler sodat die vertikale temperatuurvervaltempo stadiger
as die droë adiabatiese verval is. Dit gebeur dikwels dat 'n temperatuur=
: * •
:.(•
" * v •"•'•" ^
omKering of inversie plaasvind waarby die boanste luglae warmer as
die onderste lae is. Indien 'n massa lug nou na bo verplaas word,
sou die temperatuurafname onder adiabatiese uitsetting veroorsaaK dat
die massa lug Koeler en dus ook digter as die omringende lug is en
dat dit na die oorspronklike posisie terug sou daal. Hierdie is dus
'n toestand van hoë atmosferiese stabiliteit met geen turbulensie nie.
04.
Gedurende die normale daaglikse siklus kan die vertikale tem=
peratuurgradiënt, wat sterk deur wolkbedekking beïnvloed word, kontinu
van superadiabaties tot inversie wissel. Die atmosferiese turbulensie,
en gevolgliK ook verdunningstoestande, word grootliks deur hierdie wis=
seling bepaal.
Dit is steeds nie moontlik om turbulensie in presiese wiskundige
terme te omskryf nie. Die teoretiese afleidings is slegs vir neutrale
toestande (d.w.s. met 'n temperatuurverval soortgelyk as die dros adia=
batiese verval) wanneer meganiese turbulensie a.g.v. lugbeweging volkome
ontwikkel is, geldig. Wanneer konvektiewe toestande heers (d.w.s. 'n
superadiabatiese temperatuurverval) speel termiese turbulensie 'n belang=
rike rol maar word glad nie in die teoretiese afleidings in ag gensem
nie. Tydens inversietoestande heers hoë atmosferiese stabiliteit en is
temiese sowel as meganiese turbulensie onderdruk, laasgenoemde feit word
weereens nie in die teoretiese afleidings in ag geneem nie. Wiskundige
uitdruKkings wat atmosferiese verdunning beskryf en wat dis meeste byval
vind, is op die bekende Gaussiese diffusiemodel gegrond. Hierdie model
aanvaar 'n normaalverdeling van die vrylating in die horisontale en ver=
tikale rigtings van snige deursnee van die pluim van vrygelate materiaal
soos gelllustreer in Fig. 6.0.
I1
III
f
(a)
!!
(b)
X = konsentrasie op grondvlakx = afstand windafy = dwarswindafstandz= vertikale afstand
Oy(x)= standaard afwyking vandie pluimprofiel in diedwarswindrigt ing
Fig. 6.0(al Geïdealiseerde voorstelling van die atmosferiese
verspreiding vanaf 'n kontinue puntvryiating.(b) Verloop van die grondvlakkonsentrasie (XI vir 'n
skoorsteenvrylating.
i• 4
W ^
In die geval van 'n Kontinue vrylating vanaf 'n hoogte, H, bo
grondvlak word die gevolgllke lugkonsentrasie deur die volgende verband
gegee (Gifford, 1966].*
X (x .y )TT a a u
z y
expa 2 a
... m
f 1
met XCx.y) = konsentrasie op grondvlak by punt (x.y) (Ci/m );
x en y = afstand in dis windaf- en dwarswindrigtings (m)j
z = hoogte bo grondvlak (ml ;
Q = vrylatingstempo (Ci/s] ;
a. (x) = standaardafwyking van die konsentrasieverdeling in
die vertikale rigting van 'n vlak dwars op die pluim
by punt x Cm) ;
a (x) = standaardafwyking van die konsentrasieverdeling in die
horisontale rigting van 'n vlak dwars op die pluim by
punt x (m) ; en
u = gemiddelde windspoed op die vrylatingshoogte Cm/s).
Daar dien op gelet tB word dat die konsentrasie in die omgewing. X,
van die tempo waarteen materiaal vrygelaat word afhang en dat die konsen»
trasie by die vrylatingspunt glad nie 'n rol speel nie.
Hierdie vergelyking vereenvoudig tot
X (x.o)•ir ff a u
z y
exp2 o
. . . (2)
vir die konsentrasie op grondvlak in die middel van die pluim, d.w.s. dirnk
windaf van die vrylating, met y = o.
66.
In die geval van 'n grondvrylating, dus met H = Q, vereenvoudig
dit verder tot
X tx.o) 0... (3)
ir a_ a u
VergelykingC2)gee 'n grondvlakkonsentrasie wat nul is by die voet
van die skoorsteen (o = o by x = o).
Tydens neutrale of effens onstabiele toestande groei die pluim
eweredig in die horisontale (y) en vertikale (z) rigting d.w.s. y/
o
is Dnafhanklik van x. Differensiasle van vergelyking [23 met betrek= 2
king tot x en gelykstelling aan nul lewsr 'n maksimum waarde wanneer
o = H
/rGevolglik is die maksimum Konsentrasie op grondvlak
. • 2 0maks
... (4)e TT y H
Omdat konstant is, is die maksimum konsentrasie dus omgekeerd
0yredig aan die vierkant van die vrylatingshoogte.
Vir die praktiese berekening van verdunning vind die vergelykings
van Sutton (1953) of Gifford (I960] en die metodes van Pasquill (1961)
die grootste byval. Al hierdie benaderings berus op die Gaussiese model.
In Sutton se vergelyking word die standaardafwykings O en O
deur die verdunningskoëffisiënte C en C vervang wat eksperimenteel
vir verskillende atmosferiese stabiliteitstoestande bepaal is. 'n Verdere
parameter, n, wat dimensieloos is, word ingevoer sn het waardes wat van
nul in die geval van turbulente toestande tot een in die geval van stabiele
toestande kan wissel. In die geval van grondvlakvrylatings kan die tyd=
ƒ 3Xdt in eenhede van Ci.s/m , as volg
uitgedruk word :
' • • ->,<•
Xdt 2 Q t
7T C C Uy z
waar Qt (Ci) die totale vrylating in tyd t is en x die afstand
vanaf die vrylatingspunt. Die tydintegraal van die konsentrasie,
oftewel die wolkdosis, is 'n gerieflike begrip aangesien dit ekwivalent
aan die stralingsdosis wat 'n persoon van so 'n vrylating sou ontvang,
gestel kan word. Die stralingsdosis word deur die konsentrasievlak
asook deur die tydperk wat dit heers, bepaal.
Pasquill gebruik 'n vereenvoudige metode wat slegs twee empiriese
parameters, nl. h en 0 insluit, wat onderskeidelik die vertikale ver=
spreiding van die pluim beskryf asook die hoek wat deur die pluim in
die horisontale vlak onderspan word. Die waardes van hierdie parameters
is proefondervindelik vasgestel en is van die weersomstandighede en die
afstand vanaf die vrylatingspunt afhanklik. Pasquill se uitdrukking vir
die wolkdosis is soos volg
67.
Xdt = f
Die konsentrasie X is omgekeerd eweredig aan die windsnelheid,
en in die geval van neutrale toestande is die parameter h met x ver=
gelykbaar sodat die omgekeerde kwadraatwet geld. Tydens baie onstabiele
toestande word h egter baie vinnig groot, terwyl dit onder rtabiele
toestande beperk is.
In die geval van langdurige vrylatlngs moet 0 uit die wisseling
in die windrigting bereken werd soos deur 'n registrerende windmeter aan=
gedui. Aanspraak word daarop gemaak dat hierdie benadering onder ideale
^
toestande Konsentrasies tot op tientalle Kilometer kan voorspel.
Soos reeds gemeld is die tejretiese vsrgelykings net streng
geldig vir naby-neutrale toestande en verder ook net tot op afstande
van enkele kilometers in omgewings waar die oppervlakte 'n ideale
platvlak vorm. Komplekse topografie en 'n ruwe oppervlakte dra by tot
groter meganiese turbulensie terwyl daar op langer afstande toestande
van windafwyking intree wat veroorsaak dat die werklikeverdunning veel
groter is. Die konsentrasies deur Sutton en Pasquill se vergelykings
voorspel, is dus konserwatief en 'n oorskatting van die werklikheid.
(Venter, 1971 ; Venter et al. 1973]
Luggedrae materiaal word gedurig as gevolg van impaksie, gravi=
tasie en adsorpsie op die grond neergeslaan. Hierdie opbou van mate=
riaal op grondvlak lei tot 'n vermindering in konsentrasir in die pluim.
Chamberlain (1955) het 'n wysiging van die Sutton-vergelykings voor=
gestel om vir hierdie effek voorsiening te maak en vir hierdie doel om=
skryf hy die neerslagtempo v as volg :o
massa neergeslaan per eenheidsoppervlakte per tydseenheid
S massa in lug per eenheidsvolume
Dan word die wolkdosis ( x'se ) (volgens Sutton) met vm 3 8
in m/s
t
ƒ Xdt2 Qt
exp
•n C C u x
y z
2-n
4 v xg
n u /F C
— • —
en die konsentrasie van die neergeslane materiaal CCi/m )
2 OtvD =
ir C C u xy z
£ exp \ -2-n (
4 v xg
n u /i C
Hierdie benadering geld slegs vir deeltjies kleiner as 20 ym
waarvan die neerslagsnelheid baie klein is. Die normale filtrasie van
luggedrae vrylatings sorg dat slegs deeltjies wat aan hierdie norm vol=
doen gewoonlik teenwoordig is.
Die neerslagtempo is van faktore soos die fisiese-chemiese vorm
en deeltjiegroDtte van die neerslag asook eienskappe van die neerslag=
oppervlakte en die weersomstandighede afhanklik. Waardes vir v wisselo
_2 -3normaalweg tussen 10 en 10 m/s (Beattie en Bryant, 197Da).
;| •
6.2 EksperimenSele Bepaling van Verdunning
Die ingewikkelde topografie van dis Pelindaba-omgewing, in Fig. 6.1
getoon, en die gepaardgaande mesometeorolagiese toestande het twyfel
oor die toepasbaarheid van die voorafgaande uitdrukkings laat ontstaan en
veral oor die numeriese waardes wat vir die verskillende parameters gebruik
moet word.
'n Tegnisk is ontwikkel om die verdunning eksperimenteel te meet
(Van As et al, 1970). Stabiele spoorders is as aerosols teen 'n bekende
tempo uit die skoorsteen vrygelaat en lugmonsters is windaf in die vry=
latingspluim met behulp van lugpompe op filtreerpapier versamel.
As gevolg van die groot verdunningsfaktore wat betrokke is, is 'n
gevoelige waarnemingsmetode nodig om die lae konsentrasies op die filter=
monsters te meet en hiervoor is neutronaktiveringsanalise aangewend.
HARTBEESPOORTDAM NA BR/TS/ RUSTENBUR6
KROKOOILRIVIER
cFig. 6.1
Kaart van die ligging van en topografie rondomdie NKNS, Pelindaba
Tydens 'n vrylating is Tie windrigting en -snelheid en die ver=
tiKale temperatuurvervaltempo nouKeurig gerneet sodat dia verdunning aan
spesifieke weerstaestande gekoppel kon word,
6.2.1 Spoorders
Die belangrikste eienskappe van 'n geskikte spoorder is dat dit
'n lae natuurlike voorkoms moet hê en dus nie normaalweg in die lug of
filtermateriaal teenwoordig moet wees nie. Die beskikbaarheid van 'n
hoëneutronvloedreaktor en die hoë gevoeligheid van die tegniek, maak
neutronaktiveringsanalise 'n aantreklike waarnemingsmetode. Dit vereis
dat die betrokke spoorder 'n element met hoë aktivsringsdeursnee, geskikte
halveringstyd, gamma-opbrengs en -energie moet wees. Ander vereistes
is dat die spoordermateriaal nie toksies moet wees nie en geskikte chemiese
eienskappe moet besit om as aerosol vrygelaat te word.
In Tabel 6.1 word 'n aantal moontlike spoorders met hul onder=
skeie eienskappe getoon.
Lantaan, goud en indium is tydens eksperimente gebruik. Lantaan
het die voordeel dat dié energieke gammastralxng van 1,6 i-ieV vry van enige
agtergrondsteurings waargeneem kan word. Die halveringstyd van 40 h maak
dit ook moontlik om steurende neutrongelnduseerde kernsoorte met kort hal=
veringstye wat tot hoë docietydsverliese en foute in die verdere instrument
tele analise aanleiding kan gee, toe te laat om te verval. Die nadeel van
lantaan is egter dat die oplosbare soute almal higroskopies is en die ge=
drag van die aerosol kan beïnvloed. La2°3
i s n i e higroskopies nie, maar
onoplosbaar en vsreis die vrylating van 'n gesuspendeerde oplossing, met
die gepaardgaande proDleme om homogeniteit te verseker.
71.
TABEL 6 . 1
Stabielekernsoort
139La121Sb
' r a Ag197Au63Cu
1 6 5Ho152Sm151En
5 0Cr5 9Co85Rb
180Hf
1 9 1 I rd5Sc8 1Br
176,Lu23Na
'15-In
Stabiele
kan word
Voorkoms
100
57,2
48,6
100
69,1
100
26,6
47,8
4,31
100
72,2
35,4
38,5100
49,5
2,6
100
95,8
spoorders wat
Deursnee(mbarn)
8 , 4
6 , 8
2 , 8
98
3,9
60
140
1 400
11
20
0,72
10
700
12
3 , 5
4 0000,56148
met neutronaktiveringsanalise gebruik
Halve-ringstyd
40 h
2,8 d270 d
2,7 d
12,8 h27,3 h
47 h
9,2 h
27,9 d5,3 j r
19,5 d
46 d
74 d
85 d
35,9 u
6,8 d
15 h
54 min
Vernaamstegamma-energie(MeV)
1,6
0,5?
0,B9;0,66
0,41
0,510,08
0,07,0,10
0,84,0,56
0,321,17;1,33
1,08
0,35;0,48
0,47; 0,611,12;O,89
0,55;0,77
O,21;O,1551,38)2,75
1,27; 1,09
Akt iwitei t nabestraling van 1nhin 10 n/s. Ctrl'"(dps/g)
6,26X1D&
3,48x106
1,66x10°
3,12x1Q9
1,97x109
5,49x109
8,12x109
4x1011
1,38x108
3x106
7,5Sx105
2,1x107
B,61x108
5,46x107
4,98x108
5,8x101Q
6,6x108
4,08x1011
72.
Goud is besonder geskik, maar duur, en die waarneming van die
lae gamma-energie \/an 0,411 MeV kan deur onsuiwerhede in die monster
gesteur word.
Indium het 'n besonder hoë neutrondeursnee, maar weens die Kort
halveringstyd van 54 min is die steuring as gevolg van onsuiwerhede,
hoofsaaklik Na, Cl en Mn, hinderliK en is dit nodig dat 'n chemiese
skeiding na bestraling uitgevoer word om genoemde elemente te verwyder.
6.2.2 Vrylating
Vrylatings het uit die skoorsteen met 'n hoogte van 70 m pleas=
gevind en het normaalweg van een tot drie uur geduur. Rook is gelyktydig
vrygelaat om die pluim sigbaar te maak en die plasing van monsternemers
te vergemaklik. Die opgeloste of gesuspendeerde spaorder IF. met 'n sproeier
verstuif en teen konstante tempo vrygelaat. Die vrylatingstempo was ge=
woonlik 5,4 g/min, 0,3 g/min en 0,16 g/'min onderskeidelik vir La, Au
en In. Monsters is met 'n termiese presipiteerdar by die bopurt van die
skoorsteen geneem yn aie deeltjiegrootteverdeling rnet 'n elektronmikros =
koop bepaal. Die massamediaandeursnee was ongeveer 10 pm.
Verdere verdamping het snel plaasgevind en die dbeltjiegroott9=
verdeling het aan Chamberlain (1955) se norm van < 20 um vir deelcjies
met eenheidsdigtheid voldoen.
6.2.3 Versameling
Lugmonsters is met behulp van draagbare lugpompe by agt punte op
afstande van 200 m tot 10 km vanaf die NKNS veisamel. Dit- versameiings
73.
tempo was ongeveer 4DD Jt/min en versameling hst plaasgevind vanaf
die aanKoms van die pluim tot en .net die einde van die vrylating.
Verskillende filtermediums is vir suiwerheid, doeltreffendheid en
vloeieienskappe ondersoek. Wesns die lae voorkoms van onsuiwer=
hede soos ook deur Keane (19673 bBVestig, en die goeie vloeieien=
skappe, is Whatman 541 filtreerpapier gebruik.
Neerslagmonsters is in houers van bekende oppervlakte versamel
waarvan die bodem met 'n dun lagie water bedek was. Hierdie versame=
ling het gelyktydig met lugmonsterneming geskied.
6.2.4 Ontleding
In die gevalle waar Au of La gebruik is. is filtermonsters
in suiwer kwarts verseël en aan 'n totale neutronvloed van ongeveer
T ft 2 ] -\ ?10 n/cm (6 h by 4 x 10 n/s.cm ) blootgestel. Na afkoeling oor 'n
24tydperk van 5 d om onsuiwerhede, hoofsaaklik Na, te laat verval,
— A 7
was die waarnemingsgrens 4 x 10 g La en 6 x 10 g Au. Die waar=
neming is gedoen deur die kwartskopsule direk op 'n Nal-kristal van 7,5 cm
<j> x 7,5 cm te tel wat aan 'n veelkanaalanaliseerder gekoppel is. Die
waarnemingsgrens is aan 'n teltempo, twee maal dié van die agtergrond=
teltempo, gelyk gestel.
In die geval van In was 'n bestraling van 10 n/cm veldoende
en is die filtermonsters opgelos en aan 'n chemiese skeidingsprosedure
onderwerp. Vir monsters wat na 2 h getel is, het 'n waarnemingsgrens van
l[)"1Og gegeid.
Vir die doel van verdunningsmetings te Pelindaba is La- en Au-
spoorders hoofsaaklik gebruik.
6.2.5 Weerkategorieë
Die verdunningskoëffisiënte C en C is 'n funksie van die
atmosferiese stabiliteit en word deur die heersende vertikale tempe=
ratuurvervaltempo bepaal. Alhoewel laasgenoemde kontinu verander,
is dit gerieflik om dit in diskrete intervalle te verdeel. Pasquill
het die volgende sewe turbulensiekategarieë geformuleer :
A - baie onstabiel ;
B - redelik onstabiel ;
C - effens onstabiel ;
D - neutraal ;
E - effens stabiel ;
F - redelik stabiel ;
G - baie stabiel.
74.
1
v
Elk van hierdie toestande gaan met 'n bepaalde windsnelheid en
temperatuurvervaltempo gepaard. Pasquill se indelings is op weersomstandig=
hede in die Britse Eilande van toepassing en kan nie regstreeks op die
weersomstandighede van bv. die Hoëveld toegepas word nie.
'n Poging is aangewend om plaaslike omstandighede volgens hierdie
stabiliteitskategorieë in te deel, en dié indeling word in Tabel 6.2 ge=
gee.
Weerkundige waarnemings ward met beh'Jlp van 'n gerekenariseerde
prosedure ontleed en die voorkoms van elk van hierdie 24 kategorieë vir
elke windrigtiig word bereken. Vir die doel van verdunningskrommes is
gevind dat die verskillende turbulensietoestande nie duidelik waarneembare
verskille in verdunning tot gevolg het nie en is daar besluit om die sewe
1
75.
Kategorieë A tot F in slegs drie Kategorieë te groepeer, nl. onstabiel
fPasquill A, B en O , neutraal tPasquill D en E), en stabiel CPasquill
F en G] [Van As et al, 1974 b).
TABEL B.2 Indeling van plaaslike Kategorieë van windsnelheid en
temperatuurverv/altempo volgens Pasquill-kategorieë
Windsnelheid
Cm/s)
• < 1
1-3
3-6
>6
1-1.70
A
A
B
C
Vertikale
-1,70tot
-0,80
D
B
C
D
Temperatuurvervsltempo ( C/100
-0,80tot-0,25
D
D
D
D
-0,25tot1,00
E
E
E
E
1,00tot4,55 l
G
G
F
F
m)
G
G
F
F
6.2.B Resultate en bespreKing
VerdunningseKsperimente wat in 'n verskeidenheid weersomstandignede
op Pelindaba uitgevoer is, het tot die resultate gelei wat in Fig. 6.2,
Fig. 6.3 en Fig. 6.4 getoon word. Die windsnelheid op 70 m en die tem=
peratuurvervaltempo het gedien om die heersende weerstoestande te Klassi=
•fiseer. In bogenoemde figure word die verdunningskrommes van Pasquill vir
vergelykbare weersomstandighede ook getoon.
Daar is groot verskille tussen eksperimentele waardes en dié van
Pasquill in gevalle van stabiele toestande gevind. Hierdie toestande is
'i
RESULTANTE KONSENTRASIE (EENHEID/m3 PER EENHEID/s)
I3
§• *"
|f503 *
CO
3(a
Q .
XO,
00
XO,
öo
VAr
n
"0
ooo
>
- D
o
DD
o
•
1
1—
" ' ^
-"t> •
i_
a
X ^ < S
o
Xy
>7X<
X)
COat3w"
l< "0
(0
\
CILL
>
r>
D
03
CO
°o
_
>
fOCO
CD
us°o
CO
o>
0
o
CD
_^
CO(O
55
CO
Ö
COUl
°o
enUÏ
•
CO
?o
o
1
Is»
+
CD1
O
°o
COCO
X
Ul
CD
CO
S o
CO
o
1
TIN
3NS
r~
O
?
m[ƒ)
z1
z1
STAB
IDT
EIT
S
QÖ3)
m
CD
mzCD
iO
5CO
oc1—
r-
w-, L-^sötöiftmMs
L
O)
LU
LULÜ
CLLUOL
OUI
zLÜ
to<erzLU
O
LU
3LUIX
1x10c-5
1x10.-6
1x10"
1x10
STABILITEITSKATEGORlEe C EN D {PASQUILL)
IKSP. KAT.
36
15161725
C
DCC-DDC
WIND-RIGTING
030°050°255°210°045°050°
WIND-SNELHEID (m/s)
6.03.59.67.26.02.2
PASQUILL KAT. CVIR 7 m/s
PASQUILL KAT. DVIR 7 m/s
* I A
100 1000 10000
AFSTAND VAN VRYLATINGPUNT (m)
Fig. 6.3Eksperimentele bepalings van die resultante aksiale konsentrasies op
grondvlak virPasquillstabiliteitskategorieë Cen D
1
l V
RESULTANTE KONSENTRASIE (EENHEID/m 3 PER EENHEID/s
X
o.
I
ïtl
5: 5S" 9: Jl£ 5 *'lis*II *5" §g- 8
n
Io
zoCl)
z
xO.
Oo
D ö •
a + > • o
jm- (D f- W M -»
•n 1 ei n n n•n
U) U o) ( O M O — So o» o o tn oo e o o o -
A A HlHlm •
u>
CXI
m
O
m
m
oc
r~
76. i
besonder belangrik omdat dit veral gedurende winternagte 'n hoë voorkoms
het en ooK hoë lugkünsentrasies tot gevolg het. Die verskil tussen ek=
sperimentele waardes en die Gaussiese model is nie onverwags nie omdat die
gedrag van die pluim onder hierdie omstandigheds nie voldoende deur die
model beskryf word nie. In die praktyk vorm die pluim 'n uitgestrekte
plaatbron wat slegs grondwaarts vermeng wanneer die inversietoestand be=
eindig word. In teenstelling hiermee, vorm vrylatings tydens onstabiele
omstandighede 'n puntbron sn ondergaan direkte verdunning in beide die
horisontale en vertikale vlak. Die groot verspreiding van eksperimentele
punte kon daaraan toegeskryf word dat monsterneming om praktiese redes nie
altyd in die middel van die pluim plaasvind nie.
Op grond van weerkundige waarnemings wat kontinu op Pelindaba uit=
gevoer word, is die voorkoms van die drie stabiliteitskategorieë vir elk
van die agt windrigtings uit data bereken wat tussen Januarie 1969 en
Desember 1972 versamel is (Van As et al. 1974 b).
In die geval van windsnelhede laer as 1,1 m/s was die windmeters
nie gevoelig genoeg om 'n betroubare windrigting aan te dui nie en is die
toestande as kalm geklassifiseer. Die topografie van diü Pelindaba-omge=
wing, BOOS in Fig. 6.1 aangetoon, word deur 'n lae bergreeks ten suide
van die terrein oorheers. Hierdie reeks wat oos-wes lê, liet 'n hoogte van
200 m bo dié van die terrein. Vanaf dié bergreeks is daar 'n geieldelike
val na 'n vallei wat parallel daaraan loop sawat 100 m benede die terrein
en ten naorde daarvan. Gedurende inversietoestande dreineer koue lug van
die heuwels na die vallei en vorm sogenaamde katabatiese winde. Die winde
is hoofsaaklik uit 'n suidelike en suidoostslike rigting afkomstig. In=
versie veroorsaak toestande van hoë atmosferiese stabiliteit (Pasquill F
en G). Aangesien kalmtes die meeste tydens stabiele toestande voorkom.
77.
is dit in die lig van voorafgaande redelik om te aanvaar dat wanneer kalm
toestande heers, katabatiese vloei sal veroorsaak dat enige vrylatings
in 'n noordelike of noordwestelike rigting sal versprei.
Kalm toestande is dus as volg verdeel :
(i) wanneer stabiele verdunningstoestande heers, is die voor=
koms gelykop tussen suidelike en suidoostelike windrigtings
verdeal.
lii) wanneer neutrale of onstabiele verdunningstoestande heers,
is die voorkoms tussen die agt windrigtings in dieselfde ver=
houding verdeel as wat die betrokKe toestande in daardie rig=
ting voorkom.
In Tabel 6,3 word die voorkoms van die drie stabiliteitskategoriee
vir die heersende windrigtings getoon.
TABEL 6.3 Persentasievoorkoms van die drie stabiliteitskategoriee vir
die onderskeie windrigtings op Pelindaba
Windrigting
N
NO
Q
SG
S
SW
W
NW
Onstabiel
5,03
7,68
4,31
0,B9
1,62
1.19
4,08
10,41
Neutraal
2,79
6,94
12,57
3,26
3,30
1,39
2,37
4,00
Stabiel
1,40
3,31
5,29
3,20
7,73
0,50
0,65
1,14
L78.
Die eksperimentBle verdunningskrommes wat vir die drie verdun= :
ningstoestande verKry is, word in Fig. 6.5 getoon. Hierdie verbande '•'?'
is gevind deur Krommes deur eKsperimenteel bepaalde punte van maKsimum . '•
resultante Konsentrasie te trek, en stel die aksiale verdunning op I ,
veranderlike afstand van die vrylatingspunt voor. •
As aanvaar word dat die pluim 'n Gaussiese verdeling het en 'n
sektor van 30 tot 40 dek, is die gemiddelde konsentrasie in dis
pluim 0,58 van die aksiale konsentrasie.
Hierdie gegewens tesame met dié in Tabel B.3 kan soos volg gebruik
word om die konsentrasie weens 'n eenheidsvrylatingstempo op enige af=
stand in 'n bepaalde rigtingsektor te bereken.
Veronderstel dat vir elke rigtingsektor is
P = voorkoms van onstabiele toestande
P = voorkoms van neutrale toestande
en P_ = voorkoms van stabiele toestande
Met behulp van Fig. B.5 kan die gemiddelde konsentrasie per een=
heidsvrylatingstempo onder besondere verdunningstoestande en vir besondere
afstande afgelees word, bv.
d (x) = verwagts konsentrasie vir onstabiele toestande;
d (x] = verwagte konsentrasie vir neutrale toestande;
en d (x) = verwagte konsentrasie vir stabiele toestande.
Die rebultante konsentrasie op enige afstand,x,vanweë 'n eenheids=
vrylatingstempu oor 'n langdurige tydperk is
X tx) = P d (x) + P2 d2 tx) + P3 d3 (x)
6.3 Afgeleide Veilige Vrylatings
B.3.1 Pelindaba
In 'n oneindige wolk waarin die radioaktiewe materiaal homogeen
versprei is, is die stralingsenergie per eenheidsvolume vrygestel gelyk=
aan dié per eenheidsvolume geabsarbeer. Die dosis word gegee deur
in R
X. 3,7 x 10 . E. 1,6 x 10
100 . 1 293
0.457 X E
79.
Die resultante konsentrasie per eenheidsvrylatingstempo wat by
die naaste grens van die uitsluitingsgebied in elke rigtin.^sektor sal
heers, is met behulp van hierdie vergelyking bereken, en word in Tabel
6.4 aangegee.
Dit blyk dat die swakste verdunning of hoogste resultante kon=
sentrasie by die grens van die suidwestelike sektor sal geld. Die ver=
dunning vir hierdie sektor plaas 'n beperking op die tempo van kontinu
vrylatings en word gebruik om veilige vrylatingstempo's af te lei.
met D = geabsorbeerde dosis in lug [rad/s] j
X = konsentrasie in lug tCi/m") ;
E = semiddelde gamma-energie CPIeV') ; en
1 293 = digtheid van lug (g/m )
3,7 x 10 1 0 dps per Ci ;
1,5 x 10 erg per MeV ; en
100 erg/g per rad.
i x l Ö
oüiUI - g
ceuio.
oEuiUJ
UJ
«ote
ui
Iui 1x10,-7
3
1x10-8
100
1 1 I l l l l t
A K S I A A L _ _ ^
O^TABIELJGEMIDDELDV
/ / ^ ^ \ƒ /NEUTRAAL^H ^
/ / 'H'—"*ƒ / ƒ ^GEMIDDELD
if / / - ' : •: / /• 'V1 ' '' —
•1 * — r n r m r1 STABIEL GEMIDDELD^
1 1 1 1 f - 1 1
1 1 1 t l I I I
\ V \
\ \ \
v V \
\
•'•'' 1 è l" 1 I I -I I
; lóopo
AFSTAND VAN" V R Y L A T I N G S P Ü N T |mj
^j^0^^
HH?WK95SÏ*1'®?1>'B<>ïHa'$'!ï5ÖSS4W^ T V — . - — ,••'--'.'• ••-~ - • • [
1
3
?
•,62
,30
,73 .
1
1
0
,19
, 3 9
,50
4
2
0
,08
,37
,85
10,41
4,00
1,14
5,D3
2,73
1,40
7,68
6,94
3,31
4
12
5
,31 -.
, 5 7
, 2 9
o,
6,
89
26
20
. Sektor N NO 0 SO S SW
Afstand- van die! rèaktor-skoorsteen na ;die naastegrens (m )./"•'; ' . •• 920 1 040 3 120 3 020 1 560 1 570
PersentasiëVDorkonis. van diestabilitextskategori.eewat die sektor beïnvloed :
Onstabiel
Neutraal
Stabiel
Persentasievoorkoms vanwinde wat die sektor be-invloed 12,65 , 3,08 7,30 15,55
Die gemiddelde konsentrasie . 'per eenheidsvrylatingstempo -• •(eenheid/m3 per eenheid/s)by die grens ( x 10°) ,. ,- .
Onstabiel
Neutraal
Stabiel
Die resultante konsentrasie •• • .per esnheidsvrylatingstempo .. • •(eenheid/m^ per eenheid/s) ' . ' " . ' . -wat bv die grens sal heers * . ' ,( x 10') 0,-91 ' 0,38 0,19 0,47 0,49
9,22 17,93
1,16
1 820
22,17
1,03
TABEL 6.4 Berekening uan resultante konsentrasies by die grense van die uitsluitingsgebied
2 090
12,35
"21
0
A
M,133
1
.1
0
,62
,28
,139
0
0
0
,32
,20
,191
0
0
0
,35
,21
,186
0
0
0
,69
.43
,162
0,
0,
0,
93
58
151
9
0
0
,75
,49
,157
0
0
0
,64
,41
,162
0,32CDO
••••)
11
ai.
In dlB geval van weefsel is die dosis 'n faktor 1,11 (verhouding
vir die elektrondigtheid van weefsel tot lug] hoer as in lug. Die wolK=
dosis aan 'n persoon moet met 'n benaderde faktor 0,5 gekorrigeer word
a.g.v. die geometriese oorweging nl. dat hy slegs uitwendig d.w.s. vanaf
een kant blootgestel word (Healy, 1968], Die dosis Crad/s]
aan 'n persoon is dus
D = 0,25 X E
Oie gemiddelde gamma-energie van 'n ewewigsmengsel van vlugtige
gsproduk.135m, 135, 138klowingsprodukte bestaande uit B 3 m' 8 5 m' 8 7' 8 8 K r e n
1 3 1 m' 1 3 3 m' 133'
Xe is sowat 1, 0 MeV. Uit bostasnde vergelyking is
bereken dat 'n lugkonsentrasie van 6 x 10 Ci/m 'n dosis gelykstaande
aan die dosispsik van 0,5 rem/jr tot gevolg &al hê., Indien die beperkende
verdunning wat vir die suidwestelike sektpr van die.terrein geld, nl.
1,16 x 10 aanvaar word, is die veilige vrylatingstëmpo van radioaktiewe
edelgasse tot 0,5 Ci/s oftewel 1,6 x 10 Ci/jr'beperk. ,
Gegewens.wat tydens die omgewingsnroniteeÊprog'ram ingesamel is,
toon dat die prpduksie van melk, hoofsaaklik vir ,ei#: gebruik, ,'n belang=
rike bedryf op die meeste van die kleinhoewes en.plase.-.in die omgewing.is.
Aangesien die vee hoofsaaklik van natüurlikeweïding .afhaVikii.k is, is die
voedselketting lug - neerslag - weiding - koei'-mèlk- mens die. waar=
skynlikste kritieke pad. As gevolg van dië/hoë' opÊrengs van ?T in die
klowtngsproses, die vlugtigheid daarvan en die neiging om gasagtige or=
° - 1 3 1 :-
ganiese verbindings te vorm, bestaan die moontlikheid dat I, tesame
137met . Cs aan' die atmosfeer vrygelaat kan word. Vanweë die radiotoksi=
siteit van die kernsoorte en die hoë waarskynlikheid van ontsnapping, is
131 137I en Cs moontlike kritieke kernsoorte vir luggedrae afval.
'f Sïï!Mï
82.
* ï
« I,
i
f. ïil
Oordragsfaktore vir die verskillende sKakels in bogenoemde voed=
selketting wat vir ornstandighede in die Britse eilande geldig is, is
gepubliseer (Morley en Bryant, 1969]. Omdat hiardie waardes bale wissel
en van plaaslike gebruike en omstanrlighede afhanklik is, is oordragsfaktore
vir Pelindaba bepaal.
131Vanweë die kort fisiese halveringstyd van I (6,0 d ) , ontstaan
daar binne enkele dae na 'n nuwe vrylating hiBrvan ewewig tussen heersende
konsentrasies in lug, neerslag, weiding en melk. Dit is dus moontlik om
'n eenvoudige parameter, nl. die verhouding tussen die Konsentrasies in lug
en in melk, vir beplanningsdoeleindes aan te wend, Vir die bepaling van
•dié oordragsfaktor is die131
I-vlakks in lug en in melk as gdvolg van
kernbomafval gemeet. Vir die doel van oue berekening van veilige vry=
latingstempo's is 'n oordragsfaktor van 1 000 pCi131
I/i melk per 1 pCi
131 3I/m lug gebruik CVan As an Vleggaar, 1971 a).
137In die geval van Cs (30 jrj is die verband tussen heersende
vlakke in lug, neerslag, weiding en melk van 'n stadiger meganisme afhank=
lik. Die tempo waarteen luggedrae materiaal op blootgestelde oppervlaktes
neerslaan en opbou, is onder andere van plaaslike reënval, afwassing, af=
loop, verwering en loging afhanklik, en vanweë die lang hal.veringstyd van
137
Cs kan dit dus baie lank neem voordat ewewig in dieekologiese kringloop
ontstaan. Vir 'n neerslagtempo, v^ = O,U1 m/s en 'n ononderbroke, kpn=
stante vrylatingstempo sal dit in die ideale geval . 100 jr neem voordat.. >
1 3 7 ' ' • ''die kumulatiewe . Cs-neerslag 90 % van dié ewewigv.laKbereik. '": ..••'.,
Die feit dat Cs stewig -.inmèeëte. , '
in 'n baie- beperkte mate uit hlerdie groridë deiir. p;lantè' dpgen.eem wofci
(Fredriksson et al. 1966) beteken dat die vernaamste bydrae tot137,
Cs
•L
B3.
vlakke in melk vanaf vars neerslag d.w.s. heersende 137Cs-lugkonsen=
137,.trasies afkomstig is. Die langdurige waarneming van Cs, afkomstig
vanaf' ksrnbomneerslag; in lug en melk te Pelindaba het gelei tot dis
bepaling van 'n aordragsfaktor van 17QD pCi/S. melk per 1 pCi/m lug.
Die kritieke bevolkingsgroep in die geval van inname deur melk,
is suigelinge wat 'n gemiddelde melkverbruik van 0,?JJ/dag het. Met
inagname van die kleiner massa van arcane en die korter biologiese hal=
veringstye in suigelinge, het Bryant (1966, 1969) konsentrasies in melk
bereken wat die IKRB se dosisperke tot gevolg sal he. Die afgeleide
veilige konsentrasies in melk is 3B7 pCi 131I/K, en 30 000 pCi 1 3 7Cs/£.
.Hierdie waardes word deur die Britse Mediese Navorsingsraad onderskryf.
In Tabel 6.5 verskyn berekanings van veilige konsentrasies vir
bogenoemde kernsoorte in lug, asook van mengsels vir ongeldentifiseerde
alfa- en beta-stralers Bn vir verskillRnrie blootstellingspaaie. Waar
afsonderlike kernsoorte nie ontleed Is nie, word aanvaar dat die mees
beperkende alfa- en beta-stralers, nl. Pu en Ra, teenwoordig • -
is en word die dosisperk dienooreenkomstig gekies. Die blootstellrLngspad
131 13?deur melk lei in die geval van I en Cs tot meer beperkende veilige
konsentrasies in lug as dié deur inaseming en. is dus volgens hierdie ge=
gewens die kritieke pad (Van As en Vleggaar.' 1972 a ) . -.',-'
Indien daar aanvaar kan word dat die inname van, melk wat op dié '
wyse besmet kan raak die kritieke blootstellingspad in üïe' omgewing van ,
die NKNS uitmaak, kan daar nou aan dls-ïharijjl/van dié'bëperKende verdun=- -'• - 7 ' . . - * ' " " 3 " ' ' - "
: - >
i : • • •
ning soos in 6.2.6 vasgestel tl;16-X 10 eenheid/m -./fpèr eénheid/s') ,• -;
kontinu vrylatingstempö's bereken' word, Wat/.nie, tot '.ri pbrs^ryding van, die ''
aanvaarde dosisperke sal lei nie. Dié waardes word in Tabel 6.6 aangegee.
I1
'M
M '•'Or
TABEL 6.5 Afgeleide veilige konsentrasies (AVK) van radioaktiewe afval in melk en lug op Pelindaba
Kernsoort
i 3 ? c s ; • ' • ; -
ang eïdentifiseerdebeta-aktiwitëit.
ongeïdentifiseërdealfa-aktiwiteit
edelgasse . ••
Kritiekegroep
suigelinge
;•'' -'• vblwassenes
suigelinge
völwassenes
- ü/olwassenes .
\/olwassenes
; . volwassenes
Kritiekeorgaan
skildklier
heelliggaam
been
been
heelliggaam
IKRBdosis-perk
( rem/jr)
1,5
3 ,0
0 ,5
0,5
3 ,0
3 ,0
0 , 5
Blootstel-lingspad
melk
inaseming
melk
inaseming
inaseming
inaseming
wolkdosis
AVK , ,melk
(pCi/t)
400
30
Oordrags-faktor
(pCi/l oer(pCi/m3)
1 000
1 "700-
AVK lug
4x10.-13
- 1 03x10
•' ' — 1 11,8x10
,-92x10
-121x10 ,
4x10
6x10"
,-14
r~
TABEL 6.6 Afgeleide veilige vrylatingstempo's van luggedrae afval
te Pelindaba
AVK.Kernsoort lug
(uCi/cin3)
4 x 10-13
1 3 7Cs
ongeïdentifiseerde
beta-aktiwiteit
ongeïdentifiseerde
alfa-aKtiwiteit
edelgasse
1.8 x 10-11
-121 x 10
4 x 10" 1 4
6 x 10
Veiligevrylatingstempo
ÏCi/jrJ
110
4 800
270
11
1.6 x ia'
Alle aanduidings is dat lug - neerslag - melK - mens wel die kri=
tieke pad vir I is. Indien 'n ewewigtoestand tussen lug en neerslag
vir Cs bereik is. sou uitwendige blootstelling as gevolg van geakku=
muieerde neerslag meer kritieK as inwendige blootstelling as gevolg van
melkinname kon wees. Hierdie aspek word verder in 6.4 met betrekking tot
Duinefontein behandel.
In die praktyk geld steeds die belangrike voorskrif-uit die IKRB
aanbevelings, nl. dat blootstelling^'..só-laag mqontlik getou moet word, en'
om hierdie rede laat die vrylatingsperiïiit-soos deur dijCNasionale Komiteé
van Beheer oor die W.egruïming van'. Badióak-tiewe'"Afval .g'qedgékeur'. slegs':;, -;
toe dat 1 Cl totale beta-aktiwiteit Cinsluitende 131I) en 1 mCi totale
85.
•> '• -"'"sS
e«S$iWBe«!iSSS5»^^
£• ••
alfa-aktiwiteit per jaar vrygelaat word.
66.
ï fc
6.3.2 Duinefonteir,
Weerkundige gegewens word reeds 'n geruime tyd lank in die omgewing
van Duinefontein versamel. Hierdie gegewens is deur die Lugbesoedelings=
navorsingsgroep van die WIMNR in terme van die persentasie voorkqms van
vyf stabiliteitstoestande in elk van sestien windrigtings verwerk. Bere= .
kenings van atmosferiese dispersie (Venter, 1971; Halliday en Venter 1971)
is met behulp van Sutton se vergelykings en die parameters van Singer en
Smith C1966) uitgevoer. Ten spyte van die tekortkominge van Sutton se
vergelykings Ckyk 6.1] lei die gebruik daarvan tot 'n oorskatting van die
werklike konssntrasies en is gevolglik 'n konserwatiewe aanname. Langtermyn=
verdunningsfaktore wat op verskillende afstande in elk van die sestien sek=
tore sal geld, is deur EVKOM bereken vir die geval van 'n vrylating op
'n hoogte van 100 m. Die verdunningsfaktore wat by die naaste grens sal
geld, is met behulp van hierdie gegewens in elke sektor bepaal. Die mees
beperkende toestand is die toestand wat in die SSO-sektor onder die invloed
van NNW-winde heers, en die resulterende langtermyn-verdunningsfaktor is
-7 31,0 x 10 Ci/m per Ci/s vrygelaat. Alhoewel SO-winde 'n hoë vr T'<oms
het, veroorsaak die hoë windspoed groot verdunnings en verder is d g=
ging van die terrein sodanig dat vrylatings oor die oseaan gevoer word.
Gegewens oor die bevolkingsverspreiding en landboubedrywighede wat
in die omgewing van Duinefontein versamel is CE'.'KOM, 1974), is gebruik
om moontlike kritieke paaie uit te ken en veilige ko'nsentrasies in lug af
te lei wat nie aanleiding tot 'n oorskryding van die'IKRB cjosisperke'sal
gee nie. Die inname van Cs en I deur melk is moontlike kritieke
paaie. Die aannames wat in 6.3.1 vir Pelindaba gebruik is, geld ook in
Iï"
f
§ m
ie,' •'i
87.
131 137die geval van Duinefontein en veilige Konsentrasies van I en Cs
in lug is met behulp van die toepaslike verdunningsfaKtor vir dié geval
afgelei waar inname deur melk die kritieke pad is.
Die kernsoorte Cs, Ce en Ru raag weens hul lang hal=
veringstye op die oppervlak versarael, terwyl die deurdringende gammastraling
aanleiding tot uitwendige blootstelling kan gee. Soos in 4.2.1 gemeld,
word die kumulatiewe neerslag deur die toevoeging van nuwe materiaal en
die verval en verwering van ou materiaal bepaal, Opbou sal plaasvind tot=
dat 'n ewewigstoestand bereik is wanneer die nuwe byvoeging net deur die
verval en verwering van die bestaande neerslag gskanselleer word.
Indien die logingsfaktor (kyk 4.2.1)., die radioaktiewe verval en
die dosistempo-omsettingsfaktor CTabel 4,i) vir die betrokke isotoop in
ag geneem word, kan die jaarlikse inkrementele neerslag wat tot 'n ewewigs=
toestand sal lei en wat 'n dosisperk van uitwendige heelliggaamblootstel=
ling tot gevolg sal hê, met behulp van die gegewens in 4.2.1 bereken
word, Hierriie gegewens is
f .
290,693 t
WCt)
waar A
D .
jaarlikse inkrementele neerslag van die betrokke kernsoort
CmCl/km? jr)
heelliggaamdosisperk (500 mrem/jr)
remaBMaaiiiMi^^ '-'S.
36.
Kernsoort
137Cs
144Ce
106,Ru
dosistempo-omsettingsfaktor tmrad/jr per raCi/Km )
logingsfaKtor (kyK 4.2.1)
halfveringstyd van die kernsoort Cjr)
n-i waar n = 3D jr die verwagte leeftyd van 'n
kernkragstasie en i [ = 1 tot 30] die jaar van bedryf
waarin die inkrementele neerslag plaasvind.
A (mCi/km2 jr)
7.0 x 10 2
*
6,4 x 10 4
1.1 x 10 4
1 3 7Cs in lug en neerslagmonsters wat tydens die kernbomafvalprogram
in Kaapstad versamel is, hi-t getoon dat 'n gemiddelde "neer.slagtempo tvg)
van 10~ 2 m/s heers. Aangesien hierdie waarde onder die heersende weers=
omstandighede naby Duinefontein gemeet is, is dit beskou as 'n bruikbare
parameter. Verder is hierdie waarde groot in vergelyking met die reeks
waardes deur Beattie en Bryant (1970 a) geges (kyk ook .6.1) en sal dit
aanleiding gee tot laer en dus meer konserwatiewe waardes vir die afgeleide
veilige lugkonsentrasies. ' • .
Lugkonsentrasies van die verskillende moontlike .kritieke kernsqorte
wat nie tot pn oorskryding van veilige akkumulasievjakke-aanleiding sal;
gee nie is afgelei uit'dié verband : ..••: ":'.'".' ' - '• ' '.
AVK CuCi/cm3) = 3,17 x 10_A CmCl/km. jr)
v (m/s)
en verskyn in Tabel 6.7. Veilige vrylatingstempo',. „s met behulp van die
-J\
A
aiis tMawal^^
TABEL 6.7 Afgeleide vei l ige vrylatingstempds van luggedrae afval op Duinefontein
Kernsoort
Edelgasse1 3 1 I -
13V -
1 4 4Ce :;:-:
106Ru >
Kritieke orgaan
Heelliggaam (uitwendig)
Skildkl ier (suigelinge)
_r .Heelliggaam (inwendig)
-_•' , Heelliggaam (uitwendig)
y.;\.Heelliggaam (uitwendig)
,-Heelliggaam (uitwendig)
Blootstell ingspad
Wolkdosis
Melk
Melk
Neerslag
Neerslag
•Neerslag
IKRB dos i s -psrk (rem/jr)
0 ,5
1,5
0 , 5
0 , 5
0,5 .
0 , 5
AVK
4 , 0
1,8
2 , 2
2 , 0
3 ,4
lug
/cm3
_
x ID"13
x ID"11
x IQ"12
x 1 D - 1 0 '
x 10"11
Veiligevrylatingstempo
. Ci/jr
2 x 10?
125
7 200
700
64 000
10 700
mttyM
"' '4 '''^
ia
•«•»•
1":
At
JO.
beperKende verdunningsfaktor (lx 10 ' Cl/m per Ci/s) bereken. Die
131Kritieke pad blyk die inname van I deur melk te wees. Die feit dat
137uitwendige blootstelling deur Cs meer beperkend as inname deur melk
is, word ook duidelik geïllustreer in Tabel 6,7,
:,.«
P S ^ >1
91.
7. OSEANDLOGIESE KONSENtRASIEFAKTÖRE."'., . : .•--' ; '"'
7.1 Konsentrasieprosesse an die See
Die afleiding van VBiligB vrylatmgs van radioaktiewe afval
aan die see vereis kennis van die gedrag van die kernsoorte waaruit
die afval bestaan, vanaf die vrylatingspunt deur elke stadium van die
marine-biologiese kringloop tot by die mens. Hierdie vakgebied staan
in die algemeen as marine-radioekologie bekend en het sy betreklik
onlangse belang verwerf hoofsaaklik as gevolg van die wêreldwye be=
hoefte om radioaktiewe afval in die oseane te stort.
Die fisies-chemiesE vorm wat die vrygelate kernsoort an see=
water aanneem, Kan 'n oorhsersende rol in die uiteindelike bestemming
daarvan speel soos blyk uit die bekende geval van orgamese metiBl=
kwik wat tot taan maal meer deur vis gekonsentreer word as diB anorga=
niese vorm van kwik. Die huidige kennis van die fisies-chefniesB vorms
van eleniBnte in hul stabiele en radioaktiewe vorm in die oseaan is ge=
brekkig envergemoeilik,die akkurate voorspelling van die verdere ge=
d r a g . . . . . ••••/ . . - / • ,
, ..Aangesien die massa van die radioaktiewe kernsoort.gewoonlik
minimaal is vergéleké'met dié van die stabiele' VoïmB~wat in die see
teenwoordig isi sou chemiese uitruiling en biologiBse oipsetting daar-
. v •• »
toe lei dat 'n ewewig tussen riie vryge],atef radïoaktiewe kernsoorte en
hul stabiele ekwivalente an die see, in die^ élsemear( betrekliK gou
berBik sal word (Lowman et al, 1971- Small^Bt alJt197g)> Indien^ons
as eerste aanname aanvaar dat bogenoeipde eVJeviig wel* bereik word' sou v.
I1
ÏÏ 8
die gedrag van die stabiele elemente 'n redelike benadering van die
radioekologie&e Kringloop weergee,
AfwyKendé gedrag tussen stabiele en radioaktiewe kernsoorte in
die oseaan is wel gevind, 'n Bekende voorbeeld is die verskil in ge=
drag van Fe afkomstig vanaf kernbomneerslag en stabiele Fe in die
see wat deur Davies [19673 en Palmer en Beasley C1967) waargeneem
CC
is. So ook is verskille in die gedrag van Zn en stabiele Zn deur
Carey en Cutshall C19733 en Piro et al (1973) gevind. Rutenium kom
in 'n verskeidenheid fisies-chemiese vorras in die see voor en Keckes
et al (1966J het orde verski lis waargeneem tussen die Konsentrasie van
Ru-chloried kompleks teenoor x Ru-nitraat kompleks in die mossel,
92.
K fB I
Ten spyte van hierdie verskille bevestig Bowen et al (19713
dat hierdie aanname steeds die beste benadering tot ons beskikking is,
maar waarsku dat dit oordeelKundig aangewend moet word.
Anders as in die geval van luggedrae vrylatings aan die atmosfeer
word vloeibare afval voor vrylating geberg, ontleed, en dan onder be=
heerde toestande in die oseaan gestort. In uitsonderlike gevalle sou dit
dus in beginsel moontlik wees om die radioaktiewe afval voor storting te
behandel, om sodoende afwykendé gedrag te voorkom, . .
Moontlike fisies-chemiese vorms. waarin beide stabie-le en radio=
aktiewe kernsoorte voorkom is •{Robertson, 1971) : .
(i) Oplosbaar' tp.OPl-ym)':- eenvoudige-ygëbïdrgertf&.iqne, •'.•••
: ' .anpF.gani^e'^Hompiekse-.fóne^organiese'' oHefatèV 'moièküïe '
en polimere, asook ioonpare ;
'-.i-V
Ê,
93.
I11's
11Ii-' Q.
I
(lij Kolloïdaal (0,001 - 0,1 • ym) : minerale vorms,
hidrolise- en neerslagprcdukte, asook biopolimere en
afval ; en
(iii] Partikulêr (0,1 - 50 pm) : organiese deeltjies,
plankton, afval, bakterieë, anorganiese deeltjies,
minerale vorms en koagulasieprodukte. .
Die baie lae konsentrasies waarby die meeste van die elemente,
wat vir hierdie studie van belang is, in die see voorkom, maak dit by=
kans onmoontlik om die besondere verdeling van elk vas te stel. • Die
verdeling kan ook baie verskillend wees tussen besondere dele van die
oseaan : aan die kusgebied, byvoorbeeld, waar hoë konsentrasies gesus=
pendeerde sediment en biologiese afval teenwoordig is, is kolloïdale
en partikulêre vorms meer prominent as in ander gebiede. Konsentrasie=
gebieds en dio vernaamste fisies-chemiese voorkoms van sommige elemente
wat vir diepsee monsters bepaal is, word in Tabel 7.1 getoon {Robertson,
1971).
Die vernaamste mededingende prosesse wat aanleiding tot 'n oppou
van die vrygelate kernsoorte kan gee, is adsorpsie, sedimentasie en bio=
logiese konsentrasie.
7.1.1 Fisiese könsentrasie ". •
van opgeloste
die meganis'me Vaiv adsorpsie ; ihiéjfjsiV^ROcfëtöaéhy^^ '
dat ioonuitruiling, neerslag op aktiewe oppervlaktes en bakteriologiese
aktiwiteit op deeltjie-oppervlaktes die vernaamste reaksies is wat 'n
'T- - >
rol speel, en dat 'n kombinasie hiervan meestal plaasvind.
TABEL 7.1 Kansentrasiegebiede en fisies-chemiese toestande van
enkele spoorelemente in diepseewater (Robertson, 1971).
Element
Fe
Co
Fin
Zn
Ni
Cr
Sc
Eu
Ag
Konsentrasie
1-20 (5)
0.005-0.5 10,03)
0,01-0,86
1-10 (4)
0,5-3 tl)
0.01-0,8 .
0,0001-0,001
0,95-1,4 X 1D~4
0,002-0,04 CO.01)
Fisies-chemiese toestand
FetOH) kol lo ldaal , Fe(DH) *
Fe gecheleer
Co + + , CoSO4
Mn ++, MnSO
Zn ', ZnOH , Zn gecheleer
Ni
+3Cr , Cr
Sc+ , kolloldaal, partikulêr
+3Eu , kolloldaal, partikulêr
AgCl2. . AgCl"
Gemiddelde waardes tussen hakies
94.
Metodes wat ontwikkel i s om die verdeling van. e.lemente tussen
sediment en seewater' te bepaal, is'aang.ewend dm 'n Yer.ske^dènheid' se=.. . •''
dimsnte van .verskil-iende' omgewjngs', „waaronder, ook-'Qyïnèfönte;in,.;-t:ev ovrider= .
aoek. Die -verdeling >wortf;. i n ' terme , van 'n:yérdeïïng^kp8€fisi^Qj;V>K-,.. . -,,..- '
uitgedruk wat die^vferhfludi'ng; "tuagpn^ia^r^qdipdl^iWiitaJLt" p'Br;cm:f;idi^o^ '".,; "",'-;';il
f W 95.
,sediment tot dié per cm seewater onder ewewigstosstande weergee. Daar
is groot verskille tussen die vardelingskoëffisiënte vir verskillends
kernsoorte, maar die volgende algemene volgorde van affiniteit tot ad=
sorpsie blyk te geld (Duursma en Gross, 1971] : Pm > Ru
> 54Mn > 95Zr/95Nb > 59re > 65Zn > 86Rb > 137Cs > U. Pu >90Sr > 45Ca.
Die verdelingsKoëffisiënte vir Ce en Co lê tussen dié vir
147 59Pm en Fe. Dit is duidelik dat die fyner sediment fraksies 'n
groter kapasiteit sal openbaar as gevolg van die groter spesifieke opper=
vlakte van hierdie deeltjies. Dit blyk ook dat die adsorpsiekapasiteit
van sedimente toeneem na gelang van stygende Fa-inhoud.
.In Tabel 7.2 verskyn die verdelingskoëffisiënte van Duinefontein=
sediment soos deur Duursma (1970) vir 'n aantal .van die belangrikste
kernsoorte bepaal.
TABEL 7.2 Verdelingskoëffisiënte van kernsoorte in Duinefonteinsediment
(Duursma, 1970)
Halfveringstyd {d]
1
—
11T
RA
S1E
(TK
ON
SE
r
UJ
SE
DN
1000
100
10
1 -
20 40 60 80
RESIDU IN OPLOSSING (*/•)
Fig. 7.1Verband tussen sedimentkonsentrasie en die verwydering uit
seewater vir verskillende verdelingskoëffisiênte (Duursma at al, 1971)
i
1
O 1000
5 IE
(mg
3cc 100
LU
ZO
z 'OLU
bbD
lf
1
: V K = IO4 :;v \ =
it • i
= W
- i i i i i i i i i "
20 AO 50 80 100
RESIDU IN OPLOSSING (*/.)
Fig. 7.2Die invloed van herhaalde stroping op die sedimentkonsentrasie
(Duursma «t al, 1971)
'i
Ju.
;• 4.
vI
flI
Hisrdie waardes is met behulp van die suspensietegniek yerkry
en die halfveringstyd is die tyd wat nodig is tydens. die absorpsie=
proses om die helfte van die ewewigstoestand te bereik. Die werklike
verwydering van radioaktiewe kernsoorte uit die water hang egter hou
saam met die konsentrasie van sedimentêre deeltjies in die seewater.
Die verband tussen sedimentkonsentrasie en die' verwydering uit see=
w/ater word in Fig. 7.1 [Duursma en Gross 1971) vir verskillende
verdelingskoëffisiënte gegee., Gebiede waar branderwerking hbë kon=
sentrasies van gesuspendeerde materiaal tot gevolg het, sal hierdie ef=
fek dus in aansienlik hoer mate vertoon.
Die aanraking met nuwe sediment sou verdere verwydering of
stroping (Engels : scavenging) uit die oplossing tot gevrlg hê. Die
invloed van die herhaalde stroping deur nuwe sediment van 'h element
4 'met K = 10 word in Fig. 7.2 getoon (Duursma en Gross, 1971)
Die adsorpsie van 'n radioaktiewe kernsoort op gesuspendeerde
materiaal lei uiteindelik tot die neerslag daarvan op die seeboden waar
dit dan vir biologiese konsentrasie deur bodem- en filtervoeders beskik=
baar is. Die besmette sediment mag ook deur branderwerking na die strand
gevoer word en op die wyse 'n bron van uitwendige blootstelling vorm. .
7.1.2 Biologiese konsentrasie '
In die oseaan word onderskei tussen.twee soorte elements nl. li) :
die konsèrwatiewe-élemente Waarvan, die .kanse'ntrasiés'r verband,1 hoü;;'rnet/:"'\'
die soutgëhalte van die vtóter\.én.watjyersnrBi •..ytmdï'Qtaijr.sêestramë^'ieMil;. •' '' ' '" ,!'W '/'•'• • • ' • ; "' ""'••
v' -., 's* ^i*
1'"'- V ',
J? V ' ' ' ' ' " " - , : . - " ' "
guleer word deur biologiese prosésse soos opname en uitskeiding. in die
X" "> r! >
v
8'.'
37.
geval waarvan gevolglik groot konsentrasieveranderings tussen verskil=
lende gsografiese en vertikale posisies in ciie oseaan heers. Die Dio=
logiese konsentrasie van nie-konssrwatiewe elemente is oor die alge=
meen hoer as die van die makro- of konserwatiewe elemente.
Die korrosieprodukte 51Cr, 59Fe, 65Zn, 6°Co, 54Mn en 124Sb
141 144 • 95 95sowel as die klowingsprodukte Ce, Zr en Nb gedra hulle
nie-konserwatief terwyl die twee belangrike klowing.sprodukte Cs en
90Sr konserwatief optree. Ernstige meningsverskille bestaan oor die
werklike meganisme van die bioJogiese konsentrasieproses en veral in
welke mate opname van elemente uit die voedselketting of direk uit die
omringende water geskied (Pentreath, 1971]. Polikarpov (1966) beweer
dat die oorgrote meerderheid van chemiese minerale-bestandele en dus
ook radioisotope van hierdie elemente direk uit die omringende water deur
marine-organismes geakkumuleer word. Lowman et al . C1971) vind dit egter
meer waarskynlik dat die opname van chemiese elemente saamhang met die
beskikbare aanbod daarvan in die normale voedsel- en waterverbruik. Laas=
genoemde word grootliks bepaal deur beide die suürstofbehoefte van die
betrokke organisme en die suurstpfvlak van die.'waterliggaam,
Spesifieke studies, naamlik van Bryan en Werd [1965), toon dat
krewe Mn hoofsaaklik uit voedsel' akkumuleer terwyl Zn en ,Cu wüer
uit die water opgeneem word, Pentreath (1971; . 1973] bevind dat Cs
opname deur vis om die helfte van water en voedsel kom, maar dat Zn,
Mn, Co en Fe hoofsaaklik (> 95 %] vanaf voedsel verkry word.
Die Ronsentrasiefaktor word gedefinieer as die verhouding tussen
die hoeveelheid van 'n element of kernsoort per eenheidsmassa van die or=
ganisme en dié per eenheidsmassa seewater. Daar is twee alternatiewe me=
«••''s
98.
todes waarmee biologiese KonsentrasiefaKtore vir bepaalde elemente
gemeet Kan word, nl. Ci) eksperimentele meting onder gesimuleerde
toestande in 'n akwarium of seepoel m.b.v. die betrokKe radioisotops
en (ii) die meting van stabiele element-konsentrasies in organismes
en seewatermonsters vanaf die besondere omgewing. In eersgenoemde
geval speel die simulasie van natuurlike toestande wat moeilik nage=
boots kan word, asook die bereiking van ekologiese. ewewig 'n uiters
belangrike rol. Andersyds egter kan die fisies-chemiese toestand^
van die radioisotoop na willekeur gekies word. Hierdie is 'n belang=
rike aspek en 'n tekortkoming van die tweede benadering soos reeds te=
vore gemeld (7.1). Die gegewens soos gepubliseer deur Polikarpov
(1966] toon dat in byna alle gevalle die konsentrasiefektore soos ge=
meet vir stabiele elemente in die natuur, hoer is as dié verkry vir
radioaktiewe kernsoorte tydens gesimuleerde toestande. Hierdie bevin-
ding sowel as die feit dat laasgenoemde benadering die groot voordeel
het dat die metings natuurlihe ewewigsomstandighede vertegenwoordig, het
gelei tot die bepaling van stabiele element-konsantrasiefaktore in
die omgewing van Duinefontein. Die gebruik van hierdie waardes sal
dus tot konserwatiewe vrylatings aanleiding gee.
7.2 Eksperimentele bepaling van biologiese konsentrasie (Van As et al,
1973 en 1975]
Die natuurlike voorkoms van Cr, Fe, Zn,-Mn, Co en Sb in seewater
is in die konsentrasiegebied dele.per biljoen (yg/1) en alhoewel die
biologiese konsent;ra'siefaktore besondér1 hoog is, isdie vlakke.van die
elemente in'die'tiibiogiese" monsters np'gVs'.teèd.s vaji die orde' an,;clele per.
miljoen lyg/g.J:- •* iAkkuratè waarneming van'dié eïemeritè verei's 'uiterste
voorsorg tydens monsterneming en -behandeling en gevoelige analitiese
tegnieke.
* I-
»m8»>8!558SraSSMiaHB«»»*^ ' ";f!
99.
L.
7.2.1 Monstervoorbereiding
Die vernaamste probleme by die bepaling van spoorelemente in see=
water is besmetting en/of verliese in die tydperK tussen monsterneming
en ontlading sn dit is wenslik om hierdie tydperk so kort as moontlik te
hou. Die probleme met die versameling, hantering en bewaring van monsters
is breedvoerig deur 'n panesl van die IAEA C1970] behandel. Oor die
algemeen word aanvaar dat alle apparaat wat tydens die voorbereiding ge=
bruik word van Kwarts, politeen, polipropoleen, akriel of politetrafluo=
roëtileen moet wees. Metale, sodaglas» rubber, polivinielchloried, nylon
en poliësters moet vermy word omdat dit 'n ernstige bron van besmetting
kan wees. Alhoewel eersgenoemde materiale aanbeveel word, moet die be=
sondere apparaat nogtans deeglik gereinig word voor gebruik en beproef
word om te verseker dat geen smetstowwe teenwoordig is nie.
Oie vernaamste oorsake van verliese is adsorpsie aan houerwande en
sublimasie of afdamping tydBns konsentrasie- en verteringsprosesse. Ad=
sorpsie tree veral gedurende die bewaring van seewatermonsters op en dit
is deur aansuring en bewaring by 'n pH tussen 1 en 2 teengewerk. Alle
biologiese of onopgeloste materiaal wat moontlik by hierdie lae pH kan
hidroliseer of oplos en spoorelemente kan vrystel, moet egter eers ver=
wyder word. Filtrering deur 'n membraanfilter van 0,45 um is.as stan=
daardprosedure aanvaar om tussen opgeloste en partikulêre.materiaal te
onderskei. ./
Wisselwerking tussen die monster en houerwande is verder deur snel=
bevriesing en bewaring van dié monsters by,- ;-ixi0C 'Beperk'. Prekonsentrasie
is noiji.g en die eenvoudigste'tegniëke ïs droging shtfé'rassing. ; Aangèsien
H • >
100.
I
Iif
vlugtige verbindings teenwoordig kan wees wat reads by betreKlik lae
temperature verlore kan gaan, is vriesdroging van beide biologiese en
watermonsters verkieslik bo hittedroging.
Om dieselfde rede word natverassing in die verteringsproses ver=
kies. Die gevaar van besmetting is wesenlik en slegs chemikalieë met
die hoogste reinheid.;graad is aangewend. Oor die algemeen is monster=
behandeling egter tot 'n minimum beperk ^'sngesien elke proses 'n byko=
mende bron van besmetting en/of verliese kan wees.
Seewiere, week- en skaaldiere is tydens gereelde duikwerk ver=
samel, terwyl die verskillende vissoorte van handelsvisserye verkry is.
Die monsters is versigtig gedissekteer om besmetting te verhoed en slegs
die eetbare gedeeltes is gevriesdroog en vir latere ontleding bewaar.
Plankton, alhoewel nie regstreeks deur die mens verbruik nie, is 'n pri=
mere skakel in die voedselketting en kan 'n belangrike aanduiding van
enige vroeë opbou van radioaktiewe besoedelstowwe gee. Planktonmonsters
tesame met diepseewatermonsters is kwartaalliks met die hulp van die
Tak Seevisserye Departement van Nywerheidswese se navorsingsbate ver=
samel, terwyl kuswatermonsters gereeld in die brandersones van die Duine=
fonteinkus self versamel is.
7.2.2 Ontleding
Weens beide atoomabsorpsie-analise en neutronaktiveringsanalise
se gevoeligheid en betreklike eenvoud wat monstervoprbereiding betref, is
hul besonder geskik vir spoorelementbepalings.
1
0,01 0.) 1 10
KONSENTRASIE (d.p.m) -ATOOMABSORPSIEANALISE
Fig. 7.3
'n Vergelyking van die resultate van atoomabsorpsie- en
neutronaktiveringsanalise van biologiese materiaal
I f
'n Vergelykende studie van hierdie twee metodes vir die elements
Fe, Zn, Mn en Cr is uitgsvoer deur duplikaatontlsdings van dieselfde bio=
logiese monsters te doen en die resultate word skematies in Fig.7.3 getoon.
Die aard van die vergelyking is duidelik van dié konsentrasievlak=
ke afhanklik en vir Fe- en Zn-ontledings in die gebied 1 - 100 ug/g is
'n bevredigende ooreenstemming gevind. Cr- en Mn-ontledings in die ge=
bied 0,1 tot 1 ug/g toon 'n groter spreiding, maar geen voorkeur nie.
Geeneen van die twee metodes is absoluut nie en die betroubaarheid
van die ontledings is streng van die standaarde wat gebruik word afhank=
lik. Vars verdunnings van hoëgraadse kommersiële standaardoplossings is
gereeld voorberei en gebruik. Gereelde deelname aan intervergelykings van
spoorelement ontledings op omgewingsmateriale wat deur die IAEA verprei
word, het verseker dat sistematiese foute tot 'n minimum beperk word.
Fe, Zn, Cr, Co, Cs en Sb het neutrongeïnduseerde radioaktiewe
isotope met lang halveringstye, en die steurende bydraes van makro-ele=
mente, soos Na en Br, kan oorkom word deur die bstreklik kortlewende
neutronaktiveringspradukte van hierdie elemente toe te laat om te verval,
voordat gammaspektrometrie met 'n hoë oplosvermoë toegepas word. Die
hoë gamma-opbrengs van Fe, Cs, Zn, Cr, ' Co en Sb maak dit
moontlik om hulle gelyktydig en sonder enige chemiese skeidings waar te
neem. -
Clonstermassas wat in plaaslike omstandighede met neutronaktivering
gehanteer kan word, bestaan sleg^ uit ongeveer' ï g'V dröS materiaal. .Dit
is dus noodsaaklik dat, die bBtroKke biyiógiesB.mcinster verteBriwpprdigend.
moet wees. Bestraiïngs'::vïc*niè ïrön t fl g's|i§iéfï .ë;é As,^in-dle'rèakèpriv, - •
SAFARI-1 in 'n neutronvloed van 1 x 10 neutrone/s.cm en met bestralings=
iMi- - • » * . ,-T;
102.
tye van sowat 20 uur gedüen. Monsters is in suiwer kwarts verseel en
geskikte standaarde is met behulp van kommersiele atoomabsorpsie=
standaarde berei*•'.
Gammaspektrometrie is na 'n vervaltyd van drie tot vier weke
3met 'n GetLiJ-dstektor van 60 cm (mst 'n oplosvemnoë van 3,1 % vir
die 662 key-gammastraling van Cs] uitgevoer wat aan 'n 4 000-
kanaalpulsanaliseerder gekoppel was. Die spektrums is met behulp van
'n syferrekenaarprosedure ontleed wat die onderskeie fotopieke in
monster- en standaardspektrums vergelyk het nadat die nodige korreksies
vir die basislyn, monstergewig, ens., aangebring is.
In die geval van seewatermonsters, verteenwoordig 1 g gedroogde
materiaal slegs sowat 30cm seewater en is atoomabsorpsie-analise, wat
by uitstek gésktk is vir vloeistof monsters., verkieslik bo neutronakti=
veringsanalise. 'n Atoomabsorpsiemeter, Vanan Techtron model IV, is
vir hierdie pntledings gebruik. Die natuurlike vlakke van Cr, Fe, Zn,
Co, Mn en Sb kon nie met hierdie instrument op onverwerkte seewater
waargeneem word nie, en 'n konsentrasieproses bestaande uit kompleksering
van hierdie elemente by pH 4 met ammoniumpirolidlenditiokdrbDnaat
CAPDC], en ekstraksie in metielisobutielketoon [MIBK] is gebruik. 'n
Monster van 400 cm ontvriesde seswater is in polipropileen skeitregters
3
behandel en die betrokke elementp in 'n organiese oplossing van 15 cm
gekonsentreer. 'n Verdere voordeel hiervan was'dat die orgartiese oplos= :
sing 'n verhoging van ongeveer drie maal in die gevoeligheid van die \
atoomabsorpsiemeting relatief tot 'n waterige oplossing tot gevolg gahad -
het. Die opbrengsts van die ekstraksieprosesse vir die onderskeie" ele=
y
8)
P
I
n n nr i 1" iiniiilliiliiiliniri'*!- " - " ' ' S
103.
mente is herhaaldelik bepaal en was as volg s
Element
Fe
Zn
Cr
Co
Opbrengs
87 +. 19 %
94 _+ 18 %
75 14 %
88 + 16 %
Mn-bepalings is op die waterige fase van bestaande skeiding uit=
gevoer deur kompleksering met B-hidroksikinolien en ekstraksie by pH 9
met MIBK. Die opbrengs vir Mn was 82 *_ 8 %. Die organiese fases is
regstresks met behulp van atoomabsorpsie ontleed. Selfs in hjardie
omstandighede is gevind dat die elemente Cr, Co en Sb dikwels benède
die AA-waarnemingsvlak was en is neutronaktiveringsanalise na 'n verdere
konsentrasieproses gebruik. Seewatermonsters van 3 liter is gevries=
droog, in 'n minimum dubbelgedistilleerde water heropgelos en na ek=
straksie in ongeveer 40 om APDC/MIBK is die organiese fase kwantitatief
in 'n kwartshouer ingedamp en aan bestraling onderwerp. Alle reagense
was van die hoogste suiwerheidsgraad en ölankobepalings is herhaaldelik
uitgevoer om te verseker dat die konsentrasiegrosedure nie tot besmet=
ting aanleiding gee nie.
Oor die algemeen is gevind dat die ohsekerhede as gevolg van monster=
voorbereiding in diB geval.van seewater van dieselfde orde is as die ana=
litiese onserkerheid, dog klein- in vérgBlykirig,;met natuurlike verskille .
in die kohsentrasies van hierdie element?-met plek en tyd.> Die;'herhaal-
baarheid van di,e .rësuitate van,'die neutrdnaktiyeringsanalise is van "die
matriks, oftewel dié ónBez^iinge "verhoüdï;hg;-^a;riré ':in .
6.-V'-..104.
die monster afhanklik, sowel as van die vervaltyd van die neutrc igeïn=
duseerde kernsoort. Die konsentrasievlakke in vars biologiese materiaal
wat binne 10 % herhaal Kon word. is as volg :
£•
I
Element
Co
Sb
Zn
Cr
Fe
KonsentrasiBVlak (yg/g)
0.01.
0,3
1.
2
5
Oie minimum waarneembare vlakke is oor die algemeen vyf maal laer as
bostaande.
7.2.3 Resultate
Die gemete konsentrasies van Cr, Zn, Fe, Co, Mn en Sb in see=
watermonsters word in Tabel 7.3 gegcsi. Die spreiding in.resultate as
gevolg van herhaalde monsterneming by verskillende posisies word in
die standaardafwykings weerspieël. Die Konsentrasls van,opgeloste ma=
teriaal in monsters uit die brandersóne is obr die algemeen laer as dié
van die diepseestasies, terwyl die partikulêbé'fraksiès uit e.ersgenoemde
gebied baie hoog en wisselend is en met die ' /óbrkoms van hoë vlakKe van
verrottende plankton in die'brandersóne .y.érband hou. ' ,.
hm
Jfomn
105.
1
ï
ïtV-'I
IIr
1f'
i
TABEL 7.3 Konsentrasiss van spoorelemente in seewater van die Duinsfonteingebied
(lig/l) •
Fisisse Oorsprongtoestand
Cr Fe Zn Co Mn
Opgelos Brandersone 0,08^0,07 1.7+0.3 1,2+0.5 0,02^+0,01 0,7+0.2 0,7 ,0,7
Giepsee 0,06^0,04 3,g_+2,9 3,2^2,1 0,06+,0,05 0,7^0.2 0,3+0,2
Partikulêr Brandersone 0,4 _+0,3 61 +_ 4 0,5 - 0,3
Diepsee 0,5 +0,5 8,8+2.6 0,9 - 0,1
In Tabel 7.4 en Tabel 7.5 v&rsRyn die gemete kansentrasies van Cr,
Fe, Zn, Co, Mn, Sb en es in verskillends organismes en in plankton. Die
syfers toon die gemiddelde konsentrasies in alle monsters van 'n bepaalde
spesie, ongeag ouderdom, geslag, posisie of seisoen van veraameling.
In alle gevalle, behalwe in dié van seewiere en plankton, is die waardes
slegs op die eetbare gedeeltes van toepassing.. In die geval van veelvul-
dige ontledings word die spreiding in resultate as die standaardafwyking aan»
gedui.
Die konsentrasiefaktore in Tabel 7.6 is vir die brandersone bere*
ken. Cs-vlakke in seewater kon nie met NAA of AA waargensem word nie
en gepubllseerde waarde van Folsom en Ssekumaran (1970) van 0,34 yg/1 is .
gebruik. '
7.3 Afgeleide Veilige Vrylatings , ,; .' ;
Die konsentrasiefaktore in 7.2.3 bepaal, tesame mat die gegewens
wat tydens die bavolkingsopname te Ouinefontoin verkry iB an'wat tot sekere
~\
p.106
Spoorelwittntkonaantraaiei In {vota t w i g««ifl f * * )
See ni ere
PelagieSB Vis
Choronytillus mvridinnalls
Dona» sera
Hallotus mlciae
jaaus lalandli
Ulwe app.
Ecklonla maxima
Porphyra capanala
Suhria vlttata
Gigartlna raehula
Parechinus
Pyura
Seriola pappel
Argyrozona arsyrozona
Jomiu» holplepidotua
Pachymatcpon grand*
Atractoacion aaquidena
Chryaoblaphus glbblcapa
Uthognathua ltthognaöius
Marluccius capansle
Xiphlurua copensia
Synaptura lurginata
Trachuru» trachurus
Sardinop ocallata ,
Scombar japonlcus
Hugll richardioni -
Gcombrop» dubiua
Lophlus piscatortua
Triglia capanal* -
Cr Fa
0.1IWD.C6 20+7
o;aa*p.03 5S+2?
o.sq+p.ss is+id
O.OfrfO.DS 2.7*1.3
'Oo Mn
16+1
1Ö44
12+2
17+2
39f 13 5.6+4.1
0.13+0.15 3.3+1.2 1.2+0.6
0 .4W0.X • 37+22 11*?
0.87+0.11 49** 9.4+2.3
0.23 * 40+10 9.6+1,1
0.036+0.006 2.7+1.1
0.03840.020. 1.D+D.a
0.025+0.007 0,17+0,07
Sb Cs
0,20 • 0.OQ72+O.OD2?
O.IB+0,06 0,0072+0.0054
0,003 * O.OQ1D+p,ODi1
0.0039+0.0013 0.27+O.ce 0.12+0.07 0.1X156+0.0039
0.036+0.013 4.1+2.0
0.0064+0.0021 D.£5+0,09
^054+0.013 ' 6,1+2.0
0.048 4(1.004 3,7+2.1
0.016+0.003 2.0+0.4
0.16+Q*09 0.011+0.0O1
O.oes+p.028 a. I3095+0.0025
0.21+0.15 O.I305b+0.0067
t).23 • 0.0071+0.0009
0.24 • 0.023 «
« 0.1 •
-
1.0*1.8
<0.1 •
0.72*0.97
3.0 *
-
< 0.1 »
0.11 *
0.26*0.44
0.92*1.54
1.3*1.8
0.14 •
-
0.65*0.65
< 0.1 * '
-
<0,1 *
< 0.1 *
i i »230 •
14+3
3.2 »
7.2*5'.4
5.2 •
7.7 •
5.8»
9,0 •
4.9*3.3
4.4*2.9
4.5*3.3
10 •
22 "
17*2
6.7 •
3,8 •
3.0 •
4.S» '
9,4 •
12 •
6.7*1.5
3,2 •
3.8*0,6
3.S •
5.7 •
. 4.6»
4,9»
3.7*0.'» '
4,6+2.0
4.0*1.6
4,4 *
11 •
7,2*2,2.
''4,1 * .
,3.6'•
3.7 »
3,7.»
0.006 •
0.075 •
0.0080*0.0049
0.0026 «
0.0322+0.0004
0.002D • '
0,0041 •
-
0.0031 *
,0.0037+p.XII
'0.0032*0.0013
. 0.0031*0.0004
' 0.0091 *
' 0.033 * .
0.020*0,017
"; ' " " i - - " ' " '
' >',.0,0034'»'.'
".'. .-0.0062 *',
,. ;i;bii«.
-- .
o.29+p.oe
0.44 •
0.VU0.06
0.23 *
o.a. •0.16 *
i • 0,21 •
0.22*0.U
0.21*0.10
0.17*0.12
0.11 •
\ 0i91 •
'0.29*0.14
0^19.»
', ' " - '
, ; 0.12»
'S Ó,"11 *
-
0.057+0.042
0.029 •
o.oiB*o.ooe
0.19 • ,
0.069 •
O.002O * 1
' 6.01? •
0.075*0.062
0.037*0.032
0.14*0.09
- 0.026 »
0.25 *
0.19*0.17'
0.024 •
0.055 •
0.066 • .
0.020.»
-
-
0.040^0.008
0.024 *
0.031+0.002
0.016 *
0.025 •
0.015 *
D.044 '»
0.030.0.008
0.028*0.027
0.0057*0.0015
' 0,022 •
0.013 •
0.037+0.013
o.-»?a *
0.O25 »
' 0.1114 • •,
0.(132 • J
* ankala bapallng
1 i£; :'$§*•,'. ïM^-é^W^tf^M^'i^W^^i
••m
Tanei 7.5 Spoorelementkonsentrasiea In plankton [wg/g var* gewig t dpm)
fconitarings-punt
i i
u i
IV
I
I I
I I I
IV
I
I I
I I I
i v
V
1
I I
I I I
IV
V
I I
I I I
J
Spsale
Coperoda, Sagitta
Copepuds
Copepods
Copapods, EunhauBiids
CopepodBi Sagitta
Copepods
Copepoda
Copagodst Sagitta, Euphauaiida
Copepods, Mined
Copepods, Phyto
Cooepods
Copeppds
Copepods, 6agitta, Euphausiids ,
Copeoods, Gemwig
Copepoda
Copepods
Sagitta
Copepods, Euph&usiida, Gsmeng
ftnphippda
Cppepods, Sagitta
Gemeng
Cr
1.10
1.7
-
0. IS
3.6
18
0.65
0.21
-
o.se
0.10
0.03
0.03
1.9
-
2.2
0,16-
0.05
O.OS
0
Fa
12
BSO
55
2.7
1200
1530
SO
34
130
2900
' 61
56
10
500
«10
1300
53
120
5.9
4.6
34
Zn
3.6
B1
13
1.9
480
710
37
TO
30
370
15
14
3.6
38
71
132
12
15
2.8
4.6
6,0
Co
0.006
0.16
-
0.004
0,17
0.S2
0.025
0.015
-
0.12
0.007
0.005
0.007
0.23
-
0.26 '
0.020
0.039
0.007
O.D07
_
Nn
0.37
-
1.0
-
-
-
-
-
0.76
4.2
0.45
0. '
0.14
2.6
7.8
1.0
0.50
1.2
0.33
0.27
0.24
SB
0.22
6.1
-
0.057
1.2
3.0
0.16
0,079
-
0.52
0.037
0.046
0.022
0.S2
-
-
-
. -
o.oos
-_
Cs
' 0.001
0.031
-
0.001
O.DDS
D
0.002
0.007
-
0
0.001
0.001
0.001
0,023
-
' 0.006
Q.D04
. . 0
0.002
0
_
I
I I I
IV
V
I
i l
I I I
IV
•••ft
Rhyto
Zoo
Phyto
Zoo
Zoo
0.31
0,02
a.oa
0
0
0.15
0.54
0.32
1.7 * •
0 ' '' • ' '
0..03 • ' '
42
5.9
6.9
0,11
1.8
2.2
170
69 '
160 :
73
1.7
17
55
•5.6
2,0
0.63
0.78
1.1
35
12 '
; .48 •'"•'
'. 44 '-.
't ' , , 2 . 1 '
5.1,
0.024
0.006
0,009
0
0.012
0.007
0.094
0.039.,.
0,22
' „ •'
0.'003- •'
•. 0 . 0 2 9 •.••••;
0.46
0.27
0.19
0,06
0,06
0.07
1.1
0.80
0.97
0.95 -
•Ö.Ï1,
•oj»" ' .
0.18
0.025
0.014
0
0.002
0.070
-
- '
•-
• . ' .
• _ ; '
O.OOS
0 .
o •
0
0
>:°0.028
„ 0.002
0,008
' 0
, '.0.005
107.
• «Uulfikula
''•~Z
•'-. feV
fi
108.
ff- i'i. \
V|' «ee^diere
I l
I; I
Pelagiese vis
Gemiddelde tonsentraaiefaktor» in marina-organiai
Choromytillus iwrldiortalla
Donax sera
Haliotus midae
Jasus lalandii
1 300
3 000
6 300
11 800
35 000
10 600
13 300
15 000
10 000
1 900
1 900
1 300
3 900
1 400
240
290
260
120
20
20
3
UIva spp.
Ecklpnia maxima
Porphyra eapensis
Suhrie v i t ta ta
Gigortina rachula
Parechinus
Pyura
Seripla pappei
Argyrazpna argyrozona
Johnius holpZopldotua
Pachymetopon grande
Atractpscion aequldens
Chryapblephus gibblceps
Llthognathus lithosnathus
MerlucciuB caponaid
XlphiuruB capenaia
Synaptura marglnata
Trachurus trachurus
Bardinap pcellata
5conber Japonlcus
MugiX rlchsrdsonl
Scofflbrppa dublua
Lpphiua piacatorlua
Tr ig l ia capenals
5 60Q
1 600
5 300
11 D00
2 900
-
12 EDO
-
9 000
36 000
-
-
1 400
3 300
11 500
16 300
1 60D
-
• a too
-
- '
23 000
1 900
22 000
29 000
2<t 000
£ 500
135 000
8200
1 900
4 200
3000 •
4 500
3 400
2 900
2 900
2 SCO <
2 6E0
3 900
' 12 900
10 OOO
3 900
2 .100 •
' . .' 1 803 '
' 2 600
4 TOD
1 000
9 S00
7 800
4 700
7 BOO
;n ooo
S600
2 700
3 200 '
2 SOO
4.800 ,
3 800
4 100 •
3 100
4 000
3 300
3 700
9 200
S 000 .
3 400 "'
3 DDo!
. • 3 100 ' ,
..SMOO'V •'
1 900
320
2 700
2 400
900
300
3 em
400
130
• «0
100
210
' -
ISO
190'
110
' 160
.440
1 700
1 OOO
-
. . 170
• 310
S 900
350
e 700
5 300
2 900
-
-
410
630
200
330
370 •
, z t
300
310
300
240 .
160
1 300
400
' 270
.•V ' 160
230
120
300
330
340
-
81
41
' 25 .
270
84
3
27
110
S3
' 200
40
370
270
34
79
94
<S
20
30
15
20
70
-
120
»
' 90
50
75
45
130
110
eo
15
65
40
110
20
75
• ."f
95
''V-r .
I s '
•L109.
aannames in verband met die kritiese voedselsoorte en die daaglikse
verbruik daarvan gelei het, is aangewend am die konsentrasies in see=
water af te lei wat tot die IKRB-dosisperk aan die plaasliKe bevol=
king aanleiding sou gee. Hierdle afgeleide veilige konsentrasies vir
51Cr. 59Fe. 65Zn, 60Co. 124Sb, 1 3 7Cs. 90Sr.. 106Ru. 144Ce. 141Ce.
f-
95Zr. 95Nb. 9 1Y. 143Pr. 147Nd. 147Pm. 3H en 239Pu verskyn in Tabel
7.7. Konsentragiefaktore vir die eerste 7 kernsoorte is gemeet ter=
wyl gegewens vir die ander kernsoorte van Freke (1967) en Wong et al
C19703 verkry is. Laasgenoemde waardes is die.beste benaderings van
'n verskeidenheid gepubliseerde waardes wat 'n redelike groot verspreiding
toon. Die mees beperkende waarde vir elke kernsoort ïs' in Tabel 7.7
onderstreep en dui die kritiese seevoedselsoort vir die betrokke kern=
soort aan.
i
Uitwendige bestraling is die gevolg van adsoirpsïe" van- yrygelate •
radioaktiewe kernsoorte op'sediment wat.tot die blootstelling-.-van so.hr'', .'
baaiers en mosselgrawers kan lei. Die dosistempo op die oppervlak van .
'n semi-oneindige volume eenvormig besmette sand .is " CIAEA» 1961) :
1,35 x 10 S E MeV/g. sek ,, " .-' • . ..; ' '
waar S = ,' apesifieke aktiwiteit '(Ci/g). *'•••' ; ,-'..'.'•
E = ' gemiddelde energie van die' straling (deV/disintegrasie).
•• R
Aangesie.i 1 MeV = 1,6 x 10 erg en 100 erg/g = 1 rad is die dosas=
tempo ljO7 S E
GHI
TABEL 7,7 Afgeleide veilige konsentrasies in seewater
51Cr 59,- 65.
Zn 60Co sa,Mn 124Sb 137,Cs
90,Sr
Kritiesë orgaan• Maksimüri. .toelaatbare
B daaglikse inname - |aCiC Halveringstyd-d
4,428
milt
0,1345
HLb,prostaat
0,22245
GI
0,111900
GI
0,22300
GI
0,04450
HL, lewer,milt
0,04411 000
been
0,0002210 000
Vis @ .JSO g/d
D AVK (visj ' - . j jCi/gE KonsentrasiêfaktorF AVK (seeWter). - uC
1,8x10 2
1,1x10_g1,5x10
5,2x10 8,8x10- 4,4x10^? 6 ,8x10^4,4x10° 4,1x10° 3 ,8x10^ 3 ,6x10^1,2x10" 2,2xiD~ 1,2x10 2,4x10
1,8x10^-11x10^ 721,8x10"" 2,5x10'
8,8x10~ 7
8,8x107
Jasus lalaftdiï' tkreef J @ 100 g/ti
AVK {krsef j uCi/g-, . .Konsentijasièfaktqr ,.AVK (seewater^. ;jr. ja
4,4x10~2
1,0x10%.4,4x10
1,3x10~3
1,6x10 „2,2xiO~3
1,4x10 „1,2x10~/
1,1x10~3
2,0x10^
„,,-33,9x10'5,6x10"
4 ,4x10^1,7x10^,2,6x10
4.4X10"4 2.2X10"6
301,5x10'
-52,2x10
Halaotus, mariea-;'i;perlemqen J m 100 g/dAVK (pe^ïèjjfeerv).-;-jjCi/g 4 , 4 X 1 0 ~J
K Konsentresiefaft'tpr'L AVK (seéWateÉ) i-
6,3x107,0x10"
1,3x10.3
1,1x101,2x10',-7
2,2X10T 3 1,1x10 3 ' 2,2X1D~3 4,4x10~
1,0x10 1,3x10° 2,4x10%. 1,2x102,2x10 9,0x10" 9,2x10 3,7x10~
4,4x103
2,2x10"1
1.5X10"4 2.2X10"5
Dorax ser^a^tpitriicissel J @ 100 g/dAVK ^ | }Kansentrasiéfajctop.AVK J ^
MNO
3 meridionalis{swartmossel j . @ 100 g/d
P AVK (swartmpsseJL} - (iCi/gQ KonsentrasijB-PaktprR AVK
4,4x10"3,0x10 t1,5x10
1,3x10"3,5x10%,3,0x10
, 41,5x101,5x10
1,1x10" 2,2x10"1,9x10° 1,4x10°5,8x10 1,6x10
4,4x101^2,6x10%.1,7x10
4,4x1020
2,2x10
- 4
-5
2,2x101
2,2x10"
4,4x10~.1, 3x 10%.3,4x10
1,3x10"1 2 10
2,2x10"1310
1,1x10"° 2,2x10"1,2x10" . 1,3x10" 1,9x10° 3,9x10 ^1,1x10" 1,7x10" 5,8x10" 5,6x10"
2,9x101,5x10
4,4x1020
2,2x10,-5
2,2x10"1
2,2x10"
'*,: jfl.ees. beperkende AVK (seewater) u i r elke kernsoort i s onderstreep
' a GI = spysverteringskanaal • b HL = heelliggaam
.'"j
I i
c• Cü
CDXI
ü!1 0
co ro
- C O
o •
S-8
HCD
CDfti
1-4 CM ICO O • I
CM -M CM IC3 O i
7oX
XtoCM
aen x
coen
\«- x
IDCM
7CM"?o a •X
co«-
X X«- CO
VolX
CM
aX
aX
CO
CM
ao
ëCO
oX
CM
O
x !
co
oxc
COCO
o
(T)
a aX X
CO X
CO
"?• aX X«-CO •
af
en
a2
%
CM
\
CM
\
X CO XCD 01
CO CM
ST C^1 CM 1
a a aX X X
«- en co«— CM CO
CM CM
X * - XtO CO
CO to
o o aX. X X
"3- «- «J't" <jl
• a aX X X
CO « " CO
a a aX XX
o o oX X X
CO « - CO
eo" col
7 CM1?o a aX X X
CM CM « - •
CM •=-
7 CM"?o o oX X X
CO « - ( 0
"CM 1 ?o a oX X X
o «- aCM" CM!
o o oX X X
CM « - CM
CM" CMI
o w o lX X X
CM «r- CM
CM" CM]
? CV 1
o o ox x x«- en to« - CM CO
CM CM
a aX <- X
to coto co
X X X
<* « J l
o o oX X X
CO * - CO
o o oX X X
-
1CM"?a o oX X X
co " - eo<fl eo
co i n1 CM 1O O OX X X
CM CM < "
CM « -
7CM"?o a o
4*4
,X X X• a «- o
CM* C M l
a o aX X X
CM <r- CM
Ï M CMl
O O OX X X
CM « - CM
CM" CM]
CM
'oX
CO
CO
cdX
M 1
o aX X
CD CO
CM" col
'o«- •x
eo10
o oX X
sfl
7 c o 7o a o
4
oX
-
öXtoeo
•oX
CM
CM
X X<r- CO
o oX X
• •
o oX X«- co
lÓI
a o
C M -
7 'CM-7 •1 a-a-o
Xco
- O; X'• a
CM
VCM
O
XCM
CM
- 4
3 aX. X<- o
CM]
D OX X•- CM
CMl
D OX Xt - CM
CM)
cX
XCO
co
oX
• • *
oX
CO
pr
X
-
1 c
Xtoeo
M 7o oèëW*co1
'o«- X
CD
CO
"a oX X
°o oX X
o oX X
-
0 1
X X •«-to
eól
7CM"?a a oX
CM
CM
X XCM « -
7 CM 7. a a o
4*4
7rM-"?-o o oX
oCM
O
CMCM
VX
CM
CM
- oCMI
3 a
«^CM
CMI
D IX X«- CM
CMI
1 1 1 .
CDO DUIU. OIH S Z O CLQCr
112.
tt.il ifall*
I
fe
'n Gemiddelde gamma-energie-van 0,7 MeV/disintegrasie Is
vir 'n mengsel van reaKtorafvalprodukte aanvaar. Die speslfieke
aktlwiteit wat die dosisperk van 0,5 rad/jr tot gevolg sal hê in=
dien 4 h/week of 200 h/jr op die strand deurgebring word, is dan
0.5 Ci/g1,07 x 0.7 x 200
3,3 x 10"3 Ci/g
Indien 'n gemiddelde verdelingskoëffisiënt van 10 aanvaar
word is- die toelaatbare seewaterkonsentrasie (kyk Tabel 7.2)
3,3 x 10
10
0,33
-3Cl/ma
Die meganisme van die verdunning en. verspreiding van, vrylatings
aan die see is Ingewikkeld en berus op 'n verskeidenheid plaaslike om=
standigheda. Die teoretiese, sowel as' die eksperimehtele bepaling van
hierdie parameters» is veel meer ingewikkeld en onseker as wat die ge-
val is met dié van atmosferiese verdunning. Vir die doel van hierdie
berekening word die konserwatiewe aanname gemaak dat radioaktiewe afval
slegs in die sekondSre verkoelingswater van die kernreaktor verdun sal
word en dat, Hle konsentrasies by die vrylatingspunt die beperkende kon=
sentrasies is. Veilige vrylatingstempo's word dus deur die konsentra»
. t
T535BB&" ' "
113.
siefaktore van marine-organismes beperK wat in die omgewing van die
vrylatingspunt groei en leef. In Tabel 7.6 word die beperkende kon=
sentrasie in seewater en die kritieke voedsèlketting vir elke kern=
soort getoon tesame met die afgeleide veilige vrylatingstempo wat sou
geld indien die storting in 'n verkoelingswatervloei van 1Q0 nt /s
plaasvind. Hierdie vloei is tipies vir 'n kernkragstasis van 1 ODD Mw
(elektriesl.
As alternatief kan die spesifieke-aktiwiteitsbenaderlng (kyk
Hoofstuk 2] gebruik word om veilige vrylatings af te lei. Die vernsam»
ste beginsel in hierdie benadering, nl. dat die radioisotoop in die
marine-omgewing soortgelyk aan die stabiele vorm sal reageer, is reeds
in die voorafgaande kritiekepadbenadering aanvaar.
Vir 'n groot aantal van die reeds genoemde 19 kernsoorte is die
spysverteringskanaal die kritieke orgaan (Tabel 7.7) en is die spe=
sifieke-aktiwiteitsbenadsring dus nie van toepassing nie. In Tabel 7.9
word eerstens die perk van spesifieke aktiwiteit in die kritieke organe
' ' ' 3bereken. Indien die vrylating in die sekondêre koelwater van 100 m /s
9 3plaasvind of 'n totaal van 3,15 x 10 m /jr. koh die totals massa Fe,
Zn en Co teenwoordig uit die gemete stabiele-elementkonsentrasies
bereken word (Tabel 7.3], Die boevselheda van die rgdioaktiewe kern=
soorte wat met hierdie massa vermeng kan word sonder óm die kritieke
spesifieke .iwiteit te oorskry, word dan bereken en in Tabel 7.9 gegee.
90 '
Sr toon 'n veel groter veilige vr.ylatingstempp ss in die geval
van die ki'itisKepadbénadering, hoo^fsaaklik w'êens diBj ijèltrekliK Jioë sta=
biele Sr-Konsentr^sif iri sëewatJBr... Sr.'ia.V-ri/nï^esaéfisiële element
en die konsentrasie ±n die liggaam word bepaal deur die beskikbaarheid
114.
TABEL 7.8 Beperkende /WK (seewater) en afgeleide veilige vrylatingstempo's9 3
vir verdunning in -n koelwatervloei van 3,15 x 10 m /jr
KernsoortAVK
[pCi/ntt ]Kritieke materiaal Afgeieide veilige v/rylatingstempo
vir IKHB-dosisperk [Ci/jr)
1
• 9 ° s r
U 952r
?i 95wb
i 1D6RU
P 141Ces, • Pr
I 1445. Le
?: 147
1 51crfcJl[3 54..£j Mn
L 59Fe
N 6°Coa upj a 65,»3 Zn
f 124Sb
3H
239DPu
0,88
6,6
13
8,8
2.2
2,5
20
1.1
2,2
1,3
4,4
1,6
0,56
0,030
0,58
0, 12
1.5
26 000
0,38
Mengsel vanbeta- en gamma- 0,33! stralers
* mossels • witmossels en
vis
Kreef, perlemoen, mossels*
kreef, perlemoen, mossels
vis
kreef, perlemoen, mossels
vis
kreef, perlemoen, mossels
kreef, perlemoen, mossels
kreef, perlemoen, mossels
kreef, perlemoen, mossels
kreef, perlemoen, mossels
vis
swartmossels
witmossels
mossels
kreef
swartmossels
vis • - . *
kreef, perlemperi,- mossels
uitwendige blootstelling
Csönbaaiers ën;raosselgrawérs)'- ' . '' ." '.i'?:';'r -"Vi-V )••;, ,,-.».•,; , "
swartmdsseis
2 800
21 000
41 000
28 000
6 800
7 900 • \
64 000
3 500
6 800
4 100
14 000
5 00Q
1 800
100
1 800
380
'4 700 -
'-;••• 8^3 xi 1 0 7
• ."•'•- 1:20°
'"?' 'sil 050
i
TABEL 7.9 Afgeleide veilige vrylatings volgens die spesifieke-aktiwiteitsbenadering
KernsDort59,
Fe 6 5
Kritiejcé, öirgaan milt
Zn
heelliggaam
Veilige '-y.ryïating. (Ci/yr) 4 , 8 11,7
60,Co
heelliggaam
33
90Sr
been
Maksirnurnftoelaatbare liggaams-
werkér.sj^'v- -; '•*
Breuk in\kri-tièke orgaan •
Orgaanïas,fe((iCi',) • '..- ']
Stabie'ie:;,eiement-r'konsentr.asië;wan orgaan (g)
Spesifieke-'-aktiwiteit .laCi/fgl^tJ-C.,,:.- . •• .
Total&^st'abiele'' element—konsëntFasïeïin,3 x*B J
2
0,02
0,04
0,05
-"' 0,8 ;
6x106 .
6
1
6 '
2 , 3
2,6
4,5x106
1
'" 1
1
• 0,003
330
5
0 , 2
1
0 , 2
0,14
1,3
2,4x1010
31 200
r
116.
en die Ca-inname sodat dis spesifieke-aktiwiteitsbenadering in hier=
die geval nie streng geldig is nie. Die vrylatings van Fe, Znen
en Co laarenteen is veel meer beperkend en is waarskynlik te wyte
aan die kon&erwatiewe aanname wat hier geld, nl. dat die Kritieke
groep se totale Fe-, Zn- en Co-inname uit seevoedselsoorte verkry
word. Die kritiekepadbenadering 1B as meer realisties beskou en dia
wa des in tabel 7.8 is verder gebruik.
Dosisperke soos deur die IKRB aanbeveel, is slegs 'n maatstaf
vir beplanningsdoeleindes. Soos in Hoofstuk 2 gemeld, het die Suid-
Afrikaanse Lisensieringsowerheid 'n dosisperk van -=jr van die IKRB
aanbevelings gBstel vir die Duinefontein terrein en in EVKOM se tender*
dokumente is dit verder tot -rg van IKRB beperk vir KoBberg A en B
CEVKOM, 1974). Die implikasies vir Duinefontein word in Hoofstuk 8
bespreek.
I
•• ? V'-; • -
k-'-nf' SS9S3SK
ë.'
sEBöfiraaseüapt^Eïa1 • ^
117.
e. BESPREKING
Ten slotte Kan die stralingsdosis aan die bevolking a.g.v. werklike
of verwagte vrylatings van radioaKtiwiteit daur Suid-Afrlkaanse kerninstal=
lasies tydens normale bedryf met normale dcsisse vanaf natuurlike bronne,
kernbomneerslag en mediasa ondersoeke vergelyk word.
I!
8.1 Normals Stralingsdosisse
Die bydraes van natuurlike ioniserende straling van kernbomneerslag
is volledig in Hoofstuk 3 en 4 bespreek. Hiervolgens is dit duidelik dat
kosmiese strale en die natuurlike radioaktiwiteit in die aardkors die oor=
wegende bronne van stralingsdosis is. Afhangende van die hoogte bo see*
spieël eh die vlakke van die elamente U, Th en K. in grond of geboue, kan
die heelliggaamdosis tussen 60 en 180 mrem/jr in normale gebiede wissel.
Die dosis aan verskillende organe is ietwat hoer as gevolg van die akkumu=
lasie van spesifieke kernsoorte in bepaalde organs, bv.nop
Ra en Pb
in been. Die asemhalingsorgane word aan hoë dosisse vanaf Rn en Rn
in die lug blootgestel. Die konsentrasie van hierdie kernsoorte is wis-
selenci en bereik gewoonllk 'n makaimum binneshuis. Die hoë kwaliteits=
faktor (RBE] van die alfastraling van Rn veroorsaak dat dosisse van etlike
honderde rem aan die longe gelewer kan word.
• ' '131
In dié geval van kernbomneerslag is I ongetwyfeld die belang=
rikste bron van stralingsdosis en wel aan dis skildklier. Gedurende die
afgelope a'gt jaar waartydens kerntoetsprogramme in die suidelike halfrond
uitgevoer is, het skiidkïierdosissé .so* liobgias/ jflO.ïhrem/jr vpórgekom. Aan=' • « . - ' •''%•'••'" ii,-c' '••'• •'•• •" •,^-.l\^.;'v''./-v,t'•• '.•'''••'••.'••'••":t-v' .-'•
ifÜriBJïj Öiè;.'Vüor.tgpsette
inname van Sr deur melk en ihësemihg wat tans 'n dosis van sowat 0.8
|.
118.
mrem/jr aan die beenweefsel tot gevolg hat, die vernaamste stralings=
bronne wees.
Mediese bestraling is vir die grootste enKele soraatiese dosisse
aan leds van die publiek verantwoordelik en lewer ook 'n belangriKe by=
drae tot die genetiese dosis van die totale bevolking. Die bydrae word
deur die aantal en tips ondersoeke en die ouderdomsverspreiding van die
pasiënte bepaal en is ook in 'n groot mate van die sofistikasle afhanklik
waarmee die ondersoeke uitgevoer word. Alhoewel geen plaaslike syfers
besKikbaar is nie, is die GSD van die Suid-AfriKaanse bevolking stellig
binne die perke soos in verskillende westerse lande gemeet en wat tussen
7 en 160 mrem/jr wissel (Morgan, 1967}. Die steeds stygende lewens=
standaard gee aanleiding tot 'n toenarriB in die aantal per caplta-ondersoeke
wat uitgevoer word en dus ook tot 'n styging in dosisse. Daar word egter
verwag dat die verbetering in X-straalapparaat en tegniek hierdie styging
sal teSwerk en dat toekomstige stralingsdosisse vanaf hierdie bron konstant
sal bly (BEIR rapport, 19723.
TABEL 8.1 stralingsdosisse aan die Suid-Afrikaanse bevolking
Bron
Kosmiess straling
Aardstraling
Kernbomafval
Mediese blootstelling
Kerninstalla'sies
Dosis (mrerii/jr)
30-60- 'Cheelliggaaml
50-120* (heeliiggaam)tot 100 tasemhalingsorgane)
tot 14<fts kiïdKl'ïer ].1T2 . theelliggaam en been=• ', stfüktuur) •
7-160 (genetiese betekenisvolle
dpsisp.erk r25 .•-, Xheéll
+ 4 0K. U en Th-reekse uitwendig plus 40K. en 2 2 6 > 228Ra inwendig.
131++Vanaf kortlewende I en dus slegs van toepassing in tydperke wanneeratmosfsriese Kernwapentoatse uitgevoer is.
i3
5 :
119.
6.2 Stralingsdoalssa vanaf Kernlnstallaalas
8.2.1 NKNS, Pelindaba
Die beginsels waarvolgens die beplanning van vrylatings geskiad,
is in die vorige hoofstukke behandel. Die heersende dosisse hang egter
af van die werklike vrylatings wat plaasvind en is nie regstresks meet=
baar niB, maar kan met behulp van die verbande bereken word wat in die
vorige hoofstukke afgelei is. Vloeibare en luggedrae radioaktiewe vry=
latings vanaf die NKNS te Pelindaba word gereeld gemeet en varskyn
onderskeidelik in tabelle 8.2 en 8.3.
TABEL 8.2 Jaarlikse vrylatings van langlewende rpdioaktiwiteit aan
die Krokodilrivier vanaf die NKNS. Pelindaba. CmCi)
Tydperk
1970
1971
1972
1973
1974
Totale t jaktiwitBit1
393
370
492
408
510
90Sr
NM
NM
NM
NM
0.75
137Cs
2.3
1.1
0.77
2.5
9,0
144 C f e
0.B3
0,36
0.36
5.4
1.2
Sü,I 0
NM
0.92
1.31
0.54
0.76
65Zn
NM
2.3
0.64
0,35
0.54
NM - nie gemest nie
(1) TotalB aktiwitait is volgens die formule' lZ2-6Ra (.200), +
a £2,86) + a Sr C2QJ . + . ,g bereken; . CKyk• ' 5.;3..1)
, ••••(
BMgEwsofigiga?^,..,.. = L120.
TABEL 9.3 JaarliKse vrylatlngs aan die atmosfeer vanaf die NKNS,-
Pelindaba CmCi)
Tydperk
1970
1971
1972
1973
1974
Alfa(partiKulêr)
0,1
0,005
0>006
0,015
o.ooa
Beta-gamma(partikulêr)
0,2
0,1
0,1
4,1
0,2
26,6
3.0
17,7
133,5
76,1
Totale :beta-gamrna
26,8
3.1 .
17,9
142,6
76.3
Hierdie gegewens is gebruik om die gemiddBlde maksimum jaarlikse
dosis aan 'n gepostuleerde kritieke groep van dis publiek te bereken.
Hierdie groep sluit persone in wat by die mees beperkende grens woon,
waarin suigelinge teenwoordig is wat net melk verbruik van koele wat
in die omgewing wei en wat rivierwater as drinkwater gebruik. Vir die
doel van üie berekening is aanvaar dat die blootstellingsweë, inname '
131 "van X deur melk, inaseming van ongsldentifiseerde alfa- en toeta»
aktiwiteit en die inname van ongeïdentifiseerde alfa- en beta-aktiwiteit
deur drinkwater, die grootste gedeelte van die totale dosis bydra. In
die geval van luggedrae vrylatings is die dosisse uit die verbande tussen
dosisperke en diB afgeleide veilige konsentrasies in Tabel 6.5 bereken.
Vloeibare radioaktiewe afval is in die.Krokodilrivier vrygelaat
wat 'n minimum .daaglikse vloei van 2,1. K: 10.: m /dag tiet'; .(Barbour,; 1967.J.
Hierdie verdunning gee' aanleiding tót -fn- maksimumkbnsèntrasie van"''tètale
-fl 3aktiwiteit" van 6 x. 10 uCi/cm in rivierwater. Hlordie vlakke kan
1
121.
IiS
nle bokant die natuurlike agtergrond van die rivierwater wat ongeveer
2 x 10 uCi/cm beloop, wesrgeneem word nis (Van As en Vleggaar, 1975)
Die vrylatingsformule ( Ra x 200) + (ander alfastralers
90x 2,SB) + ( S r x 20).+ (andBr bBtastralers) •« 4,54 Ci/13
weke maak reeds vir die teenwoordigheid van alle alfastralers sowel-
as die beperksnde betastralers voorsiening (kyk ook 5.2.1) sodat
—fl 3aanvaar word dat die 6 x 10 VjCi/cm uit die volgende mees beperkende
Kernsoorte bestaan, nl. I, I» Ac waarvoor die maksimum
toelaatbare konsentrasies volgens IKRB-aanbevelings 2 x 10 pCi''0111
is. Die gebruik van rivierwater as drinkwater sal dus aanleiding tot
dosisse van slegs •sg- van IKRB-dosisperke ges.
Die berekende maksimum jaarlikse stralingsdosisse aan die bevol=
king in die omgewing van Pelindaba toegedien, is as volg :
I 1
If4
(a) luggedrae vrylatings
ongeldentifiseerde alfa-aKtiwiteit
ongeldentifiseerde beta-aktiwitBit
131,
(b) vloeibare vrylatings
ongeldentifiseerde totale aktiwiteit
0,01 mrem/jr
0,01 mrem/jr
0,7 mrem/jr
maksimaal 16 mrem/jr
8.2.2 Koeberg A, Duinefontein
wat nie tot 'ci.oorskryding '•yari'die„dösi>perke"sal;
H •'. neerg.e.iS'l'.'Cffr' •fy^n/ikR&V;:iéd|isp'èirkeT/<!ris; mef bë=
Vrylatings Van" luggedras.en. vloeibare 'radioaktiw'iteit' vanaf die
Duinefonteinterrein
lei soos deur EVKOM i
hulp van die verbande bereken wat in Hoófstukke 6 en 7 afgelei i s en ver=
skyn in Tabelle 8.4 en 8.5.
• •'••m
bV.
TABEL 8.4 Afgeleide veilige vrylatings van luggedrae radioaktiewe afval
Kernsoort
Edelgasse
1 3 1 I
144Ce"1 0 6Ru
EVKOM-dosispark
{•gfi IKRB] mrem/jr
1 0 ':•-
30
10
10
10
Afgeleide veilige %vrylatings CCi/jr) I
4.X 10 ' • |
2.5 ' 1
114 ' 1130 1
210 I
TABEL 8.5 Afgeleide veilige vrylatings van vloeibare radioaktiewe afval
Kernsoort
90,
95.
Sr
Y
'Zr
'Nb106
137,
141,
143,
144,
147,
147,
Cs
Ce
'Pr
Ce
Nd
Pffi
54,
59,
60,
65.
Cr
Mn
'Fe
Co
ZnXl24Sb
3H
' 2 3 9Pu
Mengsel 6 + y
EVKOM-dosisperk
(•pi IKRB) mrem/jr
60
30
30
30
30
10
30
30
30
30
30
3 0 •
30
30
30 , i
.10 :
30' ' • . '
10
Afgeleide veiligevrylatings CCi/jr)
60
420
820
560
140
160
1 3001 70
140
80
280
100
40
2
, . 40
;' 9 ,': ' '' " •'•
90- "••,r,
20
Indien bogenoemde waardes met tipiese jaarlikse vrylatings vanaf
'n groot aantal ligtewaterreaktore vergelyk word soos gedurende 1972 in
die VSA gemeet (Tabel 8.6), blyk dit dat die vrylatings met dié'ver-
gelykbaar is wat vir Duinefontein bereken is en dat die voorgestelde
dosisperke dus prakties bereikbaar sal wees.
123.
TABEL 8.6 Tipiese radioaktiewe vrylatings vanaf ligtewaterkernreaktorein die VSA.Gegewens vir 1972 in Ci/jr CNuclear-Safety. 1974b)
Kernaanleg
Kookwaterreaktore
Oyster Creek
Nine Mile Point
Millstone 1
Dresden 1
Dresden 2,3
Monticello
Quad Cities 1,2
Drukwaterreaktore
Palisades
Indian Point
RE Ginna
Con Yankee
HB Robinson
San Onofre
Point Beach 1,2
VermoöMW Ce)
640
625
652
200
609
545
800
-
700
265
470
575
700
430
497
Luggedrae vrylatings
Edelgasse
8,7xlO5
5.2X105
7.3xl05
8,8xlO5
4,3xlOS
7,6xlQ5
l,3xlOS
O,5xlO5
O,5xlO5
ll.BxlO5
O.BxlO5
0,3xl05
19,lxlO5
2.8X105
Halogene enpartikulêr
6,5
1.0
1,3
2.8
5.9
0,6
0.7
0.01
0,1
0,04
0.02
0.03
0.0005
0.03
Vloeibare vrylatings
Klowings- ehaktiverings-produkte
10
34,6
51.5
6,8
22,1
-
2.4
6..8
25,4
0.4
4.8
0,8
30.3
1,5\' _.'
' 3H
62
28'
21
43
26
-
5
208
574
119
• 5' 890
405
3 '480
" '.563
•L
ï 124.
6.3 Slot
Die beplanning wan radioaKtiewe vrylatings vanaf kerninstallasies
wat nie sal lai tot oorskryding van die doslsperke vir die publiek nie, ver=
eis kennis van 'n verskeidenheid amgewingsfaktore wat slegs met behulp van
voorafgaande omgewingstudies verkry kan word. Tydens die bedryf van
SAFARI-1 op Pelindaba is 'n verskeidenheid eksperimentele tegnieke en
analitiese metodes ontwikkel met die doel om sodanige studies bstroubaar
uit te voer.
Oie teoretiese formulering van parameters soos die fisiese verdun=
ning in dje atmosfeer en oseaan kan a.g.v. plaaslike omstandighede van die
werklikheid verskil. Dit is dus wenslik onv waar moontlik parameters ek=
sperimenteel te bevestig en faktore wat aanleiding tot afwyking gee te iden=
tifiseer. In die geval van atmosferiese vrylatings by die kus speel die"
temperatuurverskille tussen land en see 'n belangrike rol in die werklike
verdunning en kompliseer die teoretiese voorspelling. 'n Eksperimentele
tegniek is ontwikkel waarmee die groot gevoeligheid van stabiele spoorders
wat m.b.v. analitiese Kerntegnieke waargeneem word, met voordeel aangewend
is om dispersieparameters eksperimenteel te meet.
Die verdere gedrag van radioaktiewe kernsoorte in die omgewing is
eweneens aan groot onsekerhede onderworpe. Die gebruik van stabiele ele=
mente, kernbomafval en natuurlike radioaktiwiteit as spoorders om die ge=
drag van verskillende kernsoortB te bepaal en dus die kritieke blootstel*
lingsweë te herken, is dan ook oordeelkundig aangewend. Omdat-verskillende
fisies-chemiese vorms vari dJ,B3eïfde'element grootliKs in gedrag kan verskil
verdien hierdie aapek ernstige aandag en vrylatings vanaf kèrninstailasAes
125.
kan met voordeel gebruik word om die fisies-chemiese en biologiese gedrag
van alle moontlike kernsoorte in verskillende omgewingsmediums soos lug,
see, grond, plants en diers te bestudeer.
Die breë beginsel en standaarde waarvolgens stralingsbeheer geskied
is goed gevestig en word internasionaal aanvaar. Daar bestaan egter nog
leemtes in die inllgting oor die kroniese effekte van lae stralingsdosisse
soos wat in die natuur voorkom en optree tydens die normale bedryf van
kerninstallasies. Verder bestaan daar ook 'n behoefte aan 'n kwantitatiewe
verband om die bykomende beveiliging wat verkry word deur stralingsvlakke
so laag moontlik te hou, te kan opweeg teen die koste daaraan verbonde.
Sodanige verband sal daartoe bvdra dat 'n balans tussen stralingsrisiko's
en ander konvensionele risika's behou word, alhoewel hierdia metodologie
nog nie werklik op Konvensionele installasies toegepas word nie.
Hierdie studie is daarop toegespits en het daarin geslaag om 'n
kwantitatiewe verband tussen die vrylating van radioaktiwiteit/en die
stralingsdosis aan die bepaalde omgswing af te lei. Dit is tans moontlik
om kerninstallasies soos Koeberg A op Duinefontein, en ander wat mag volg,
wetenskaplik te beplan sodat die stralingsdosis aan. die bevolking weens npr=
male bedryf, tot vlakke beperk sal wees wat veilig 'geag word en wat steeds
slegs 'n klein breuk van die normale stralingsdosis sal uitmaak. Die geldig-
heid van die aannames en afleidings irioet egtér tydens bedryf aan werklike
metings van radioaktiwiteit in die omgewing getoéts word.
Ir^Sis""
126.
SS
9. VERWYSINGS
Anderson, E.C. ; Langham, W.H. (1959) Average potassium concen-tration in the human body as a function of age. Science(1959) v. 130 p. 713.
Barbour, R.A. (1957) The philosophy and practice of liquid radioactivewaste treatment at the NNRC, Pelindaba, Raad op Atoomkrag.PEL-143 (Jan. 1967)
Barnard, K.H. (i960)Town (i960)
South African Shore Life. Maskew Miller, Cape
Basson, J.K. ; Craig, D.K. .; Van As, D. ; Van der Merwe, C.J.(1969) Radiation protection at the. National Nuclear ResearchCentre, Pelindaba. S. Afr. Genees. J. (27 Sept. 1969) v. 43p. 1181-1187.
Basson, J.K. ; Van As, D. ; Van der Westhuizen, M. ; Vleggaar, CM.(1970) Measurement and analysis of radioactive fallout overSouth Africa and its biological uptake. S. Afr. J. Sci. (jul. 1970)v. 66(7) p. 214-224.
Basson, J.K. ; Wyndham, C.H. j Heyns, A.J.A. ; Keely, W.H. ;Barnard, C.P.S. ; Munro, A.A. ; Webster, I. (1971) Lungcancer and exposure to radon daughters in South African gold/uranium mines. Raad op Atoomkrag. PEL-209 (Maart 1971)
Basson, J.K. ; Van As, D. (1972) Investigation of safe releases ofradioactive effluent to the sea. S. Afr. J. Sci. (Mei 1972)v. 68 p. 139-142.
Basson, J.K. ; Van As, 0. ; Vleggaar, C M . (1973) Airborne anddeposited farLaut over Southern Africa and resulting biologicaluptake of ^Sr, 137Cs and ' 3 1I. Verh. IRPA RegionalConf. on Radiation Protection, Jerusalem (5-8 Maart 1973)p. 259-278.
Basson, J.K. (1974) Nuclear energy's solution.to air-pollution problems.Verh. van simp. The Impact of the Energy Crisis on Air Pollution.Nasionale Vereniging vir Skoon Lug. Johannesburg (1 Nov. 1974)
Basson, J.K. ; Van As, D. (1975) Pre-op'erational investigation ofsafe radioactive releases from the nuclear,power station site,Duynefontein. Trans. American Nuclear Soc, (April 1975) v. 20p. 429-431.. . , . ' •
Beattie, J.R. (1953) An assessment of environmental hazard from fissionproduct releases. UKAEA. AHSB(S) R64 ,(1963)
127.
Beattie, J.R. ; Bryant, P.M. (1970 a) Assessment of environmentalhazards from reactor fission product releases. UKAEA. AHSB(S)R135 (1970)
Beattie, J.R. j Bryant, P.M. (1970 b) Idem.Tabel S.p. 48.
BEIR rapport (1972) The effects on populations of exposure to lowlevels of ionising radiation. Report of the Advisory Committeeon the Biological Effects of Ionizing Radiation, NationalAcademy of Sciences (Nov. 1972). Washington, DC.
Bennett B.G. (1970) Estimation of gonadal absorbed dose due to,environmental gamma radiation. Health Physics (Des. 1970)v. 19 p. 757-767.
Beninson, D. j Ramos, E. ; Migliori de Beninson, A. ; Kramer, J. ;Menossi, C. (1959) Strontium-90 in the diets and bones ofchildren. USAEC. HASL-210 (Julie 1969) p. 1-13.
Bowen, V.T. ; Olsen, J.S. ; Osterberg, C.L. ; fiavera', J. (1971)Ecological interactions of marine radioactivity. Hoofstuk 8in Radioactivity in the Marine Environment. National Academy
' Sciences (1971) Washington DC. ISBN 0-309-0186S-X .
Bryan, G.W. j Ward, E. (1965) The absorption and loss of radioactiveand non-radioactive manganese by the lobster, Homarus vulgarisJ. mar. biol. Ass. U.K. (1965) v. 45 p. 65-95. ',
)Bryant, P.M. (1966) Derivation of working limits for continuous releasesrates of ^°Sr and i;37Cs to atmosphere in a milk producing area.Health Physics (1966) v. 12 p. 1393-1405.
Bryant, P.M. (1959) Data for assessments concerning cnntrolled andnr.niriRirfcnl rplfiasss of U " T and ' Gs to atmosohere. Heaaccidental releases of 1 J 1I andPhysics (1959) v. 17 p. 51-57.
'Cs to atmosphere. Health
Carey, A.G. ; Cutshall, N.H. (1973) Zinc-65 specific activitiesfrom Oregon and Washington continental shelf sediments andbenthic invertebrats fauna. Radioactive Contamination of theMarine Environment. Verh. IAEA simp. Seattle, (Julie 1972)p. 287-305.
Chamberlain, A.C. (1955) Aspectsand vapour clouds. UKAEA.
of travel and deposition of aerosolAERE - B?/R'1261 (1955)
Davi.es, A.G. (1967) Studies of thé accumulation of radio-iron by themarine diatom., Radioecological Concentration-Processes (ed. B.Aberg and F.P. Hungate) {1967) Permagon Press, New York,p. 983-991.
Day, J.H. (1969) Marine •life, on the,'South. Afripan shores.ü T o w n . . , ( 1 9 6 9 ) ' * .: • / •
: . . '•;•.:A.A. Salkema,
126.
De Beer, G.P. (1971) PELSHIE - A general purpose shielding programmefor point and extended gamma ray sources. Raad op Atoomkrag -PEL-213 (Okt. 1971)
Duursma, E.r,, j Hoede, C. (1967) Theoretical) experimental and fieldstudies concerning diffusion of radioisotopes in sediments andsuspended solid particles of the sea. Neth. J. Sea Res. (1967)v. 3 p. 423-459.
Duursma, E.K. (1970) Privaat mededeling.
Duursma, E.K. ; Gross M.G. (1971) Marine sediments and radioactivity.Hoofstuk 6 in Radioactivity in the Marine Environment. NationalAcademy of Sciences (1971) Washington, DC. ISBN 0-309-01865-X.
Ergin, M. ; Walton, A. (197O) Privaat mededeling.
Eisenbud, M. (1953) Environmental Radioactivity. Me Graw-Hill, NewYork (1953)
EVKOM (1974) Koeberg Nuclear Power Station. Preliminary site safetyreport. Elektrisiteitsvoorsieningskommissie, Johannesburg(Okt. 1974)
Fredriksson, L. ; Garner, R.J. ; Russel, R.S. (1966) Caesium-137.Hoofstuk 15 in Radioactivity and Human Diet. Ed. R.S. Russel(1966) Permagon Press, Oxford p.317-352.
Freke, A.M. (1967) A model for the approximate calculation of saferaces of discharge of radioactive wastes intD marine environments.Health Physics (1967) v. 13 p. 743.
Folsom, T.R. ; Seekumaran, C. (1970) Some reference methods for deter-mining radioactive and natural caesium for marine studies. IAEA,Technical Report Series 118 (1970) Wene p. 129-186.
Gale, H.J. ; Humphreys, D.L.O. j Fisher, E.M.R. (19S4) Weatheringof caesium-137 in soil. Nature (Jan. 1974) v. 201 (4916)p. 257-261.
Garner, R.J. ; Russel, R.S. (1966) Isotopes of iodine. Hoofstuk 14in Radioactivity and Human Diet. Ed. R.S. Russel. Permagon Press,Oxford f1966) p, 299-315.
Gibson, J.A.B. } Richards, J.E. ; Docher.ty, J. (1963) Nuclear radiationin the environment : beta and ganima-ray dose rates and airionisation from 1951 to 19158. UKAEA. AERE -' R5807 (1968)
Giffard, F.A. . (i960) Atmospheric dispersion calculation using thegeneralized Gaussian plume m'odB. . Nuclear - Safety (i960) v. 1(3)p . 5 6 r 6 B . ''• • , • . » ' - . : •-.-/ . - ; > • • . . :: :••.-. , ~ ••'
^
I
Gifford, F.A. (1968) An outline of theories of diffusion in the.lower layers of the atmosphere. Hoofstuk 3 in Meteorologyand Atomic Energy. Ed. D.H. Slade. USAEC, T1D24190(Julie 1968)
• Gustafson, P.F, ; Miller, J.E. (1968) The significance ofin man and his diet. USAEC. HASL-184 (Jan. 1968) p. 11-51.
Hallden, N.A. ; Fisenne, I.A. ; Ong, L.D.Y. ; Harley, J.A. (1961)Radioactive decay of weapon debris. USAEC. HASL-117(Des. 1961) p. 194-199.
Hallidayi E.C. ; Venter, G.P.M. (1971) The dilution of gaseousmaterial at any site less than'30 km from Duinefontein, and itsprobability of occurence. WNNR rapport. APR,"/71/22 (Nov. 1971)
Hardy, E.P. ; Krey, P.W. ; Volchok, H.L. (1972) Global inventoryand distribution of 238Pu from SNAP 9A. USAEC. HASL-250(Maart 1972)
Harley, J.A. ; Lewder, W.M. (1971) Natural Radioactivity and Radiation.USAEC. HASL-242 (April 1971) p. 12-123.
Harley, N. ; Fisenne, I. Ong, L.D.Y. ; Harley, J. (1965)' Fissionyield and fission product, decay. USAEC. HASL-164 (Okt. 1965)p. 251-260.
Healy, J.W. (1968) Radioactive cloud-dose calculations. Hoofstuk 7in Meteorology and Atomic Energy. Ed. D.H. Slade. USAEC* T1D24190(Julie 1968)
Health and Safety Laboratory (1975) App. to Environmental QuartelyERDA. HASL-294 (Julie 1975) p. A323-A328.
IAEA (1961) Radioactive waste disposal into the sea. Safety Series-5.Wene. (1961) ' r
IAEA (1970) Reference methods for marine radioactivity studies. Tech.Report Series-118. Wene. (1970)
IKRB, Publ. 2 (1959) Recommendations of the International Commissionon Radiological Protection. Report of Committee II on PermissableDose for Internal Radiation. Permagon Press, Oxford (i960)
IKRB, Publ. 6 (1962) Recommendations of the International Commissionon Radiological Protection. Permagon Press,. Oxford (1964)..
IKRB, Publ. 7 (1965) Pricaples of Environmental Monitoring relatedto the Handling of Radioactive Materials/ Permagon press-,Oxford (1965) ..,". , * ' . ' ' ''•'. -
;J»f
130.
IKFB, Publ. 9 . (1965) Recommendations of the'. International-,Commission 'on Radiological Protection'.., 'Permagon Pressy. CDÏfprd. (1966).;,
IKRB, Publi 11' (i968.jv'-.-A^flfy±èw: of'the ^d ipsbhs i t iv iéy of thé Tissuesi n Bone, përmagon Pfèss/'Ö^fbrd' (1968) ; ' ,-'••'•_ ' • ', ;- -;
-IKRB, Publ. 22 (1973) ïmpHca|io'ris ;of";Conimissioh. RecpmmeHdations thatDoses be kept as:-low 'as-'readily'.achievable., Peirmagpn Press •Oxford .(i9?3$-'{';.-; •:. - ; V ^ ^ > ^ > V - ':''['.••. '' "!':•', .'••.'.".- '
Karttunen, J.Ö. .-f1974')" .Cae.eiu.fci 37 in''yar?iQUS••Chicag.b,:fjoods. USAEC.HASL-278 (Jan; .1974:).-.-p..:l;IÏ-2 -V^d^.e'reku^tki i^yari hièrdie 'program k a n ' v e r ^ "word ±n'-f^§L^SPA^-^9^:^,y2aé, 245, ,243j 242-
' e n s . _ .-.-'*• ' - - . , / ' . ' . . . ' ' • ' ' . ' . . ' . - ; ' ' ' • " • ' - ' • " • • • • ' • . ' • ' • . ^ ' ' • ^ • v " ' ' • ' ; ' . '
Kaye, S.V. ; Nelson, D.J. . {1968) Snalysls'-Df;-sppsif^concept as related to:enyirpnmentaV'pDpcentrétïpnjoF radip-nuclides. Nuclear -Safet ..Cp1Si6B). iy.- .9(1) >.:p.^ 03^58' ''"
Keane, J.fl. ; Fisher,. E.M.R..- ('196?-]I ' Analysis' 'qf-'traco elements' inairborne participates by neutron activation'and gamma ray spec-troraetry. UKAEA. AERE-R5366 '(1967)
Keckes, S. ; Pucar, Z ; Marazovic, L. (1966) The influence ofphysico-chemical form of "^°Ru on its uptake by musselsfrom seawater. In Radioecological Concentration Process.
1 Ed. B Aberg, F.P. Hungate. Permagon Press, New York (1967),
Kogan, R.M. ; Nazarov, I.M. ; Fridman, Sh» D. (1971) Gamma spectro-metry of 'natural- environments- and-fppmatiópsï'. 'US , Dept. 'Eornmerce.and National SciencB Foundation, Washington, DC . (Vertaal uitRussies)
Korff, S.A. (1964) Production of neutrons by cosmic radiation. TheNatural Radiatipi^ Environment', Ed. J.A.S;.:1 AÖamsland'W.S. Lowder,
• University of Chicago Press (1964) p. 427-440.
Kruger, J. ; Keet, P.M. (1972) The monitoring of gaseous radioactivewaste at Pelindaba Raad op Atoomkrag. PEL-223 (junie 1972)
Larssqn, L.E. (1974) Population doses from medical exposures. PopulationDose Evaluation and Standards for Man and his Environment. Verh.IAEA seminaar, Portaroz. (Me1 1974) p, 369-375,
Laugnlin, J.S. ; Pullmans I. (1957) The biological effects of atomic; radiation, Seksie III, Nat. Acad. Sciences, Washington! DC (1957)
Libby, W.F. (19S2) Radiocarbon Dating.Chicago (1952)
University of Chicago Press,
Lowder, W.M. ; Solon/L-.R* (1956) Background Radiation. A literaturesearch, USAEB. (Julie >1956)" , NY047^12 .., ^ ,
mariy.^iG, ; Rice, T.R1. i' fBiöhards", JéA., (19?1)" Accumulation and' ^distribution of radionuclidesi(by jnarine^organisms., Hoofstuk 7i'ri Radioactivity in the Marine Environment. National Acadamy ofSciences (1971) Washington D C» ISBN 0-309_01865-X .
I
•"•i
131.
S.
s
I
I I
Mc Murrayi W.R. (195?) Radioactive fallout and its hazards to man.S.Afr. Geneesk. J. [1957] v. 31 p. 1246-1252.
Me Murray, W.R. (1960) Radioactive fallout over South Africa.Review Africa, (Aug. 1960) p. 70-77.
Ind.
Me Murray, W.R. (1963) Radon in the atmosphere over Southern Africa.Verh. van die Nasionale Konferensie oor Kernenergie. Pretoria(April 1963)
Me Murray, W.R. ; Stander, L.O. (1963) Radioactive fallout, its dis-persion, deposition over South Africa and biological significance.S. Afr. J. Sci. (1963) v. 59 p. 19-31.
Melk Raad, Pretoria (1966) - Private mededeling.
Morgan, K.Z. (1967) History of damage and protection from ionizingradiation. Hoofstuk 1 in Principles of Radiation Protection.John Wiley and Sons, New York (1967).
Marley, F. ; Bryant, P.M. (1969) Basic and derived radiologicalprotection standards for the evaluation of environmentalcontamination. Environmental Contamination by RadioactiveMaterials Verh. IAEA seminaar, Wane (1969) p. 255-272.
NAS - NRC (1962) Disposal of radioactive waste in the Pacificcoastal waters. National Academy of Sciences — NationalResearch Council, Washington, DC. (1962) Publ. 985.
Nuclear Safety (1974 a) Population exposure to X-rays - U S 1970.Nuclear Safety v. 15(4) (jul -Aug. 1974) p. 453-454.
Nuclear Safety (1974 b) The control, monitoring and reporting of radio-activity in effluents of AEC-licensed facilities. Nuclear Safetyv. 16(1) (Jan. - Feb. 1975) p. 71-75.
NUSAFE (1974) Nuclear Safety emergency scheme for South African harbours.Raad op Atoomkrag, Pretoria (1974) Bylae G5.
Palmer, H.E. ; Beasley, T.M. (1967) Iron-55 in man and the biosphere.Health Physics (1967) v. 13 p. 869-895.
Pasquill, F. (1961) The estimation of dispersion of windborne material.Meteorol. Mag. (1961) v. 90 p. 33-49.
Pentreath, R.J. (19?1) The metabolism of radionuclides, Seqond ENEAseminar on Marine Radioecology, Hamburg,' (Sept. 1971) p. 97-118.
pentreath, R.J. (1973) The roles of food and water in the accumulationof radionuclides by marine teleast and elasmobranch fish. Radio-active Contamination.of the Marine. Environment. Verh. IAEA simp.Seattle* :{July 1371).-p. 421-435;
132.
A. ; Bernhard, M. ; Branica, M. ; Verzi, M, (1973) Incompleteexchange reaction between radioactive ionic zinc and stablenatural zinc in seaweter. Radioactive Contamination of theMarine Environment. Verh. IAEA simp., Seattle (Julie 1972)p. 29-45.
Polikarpov, G.G. (1966) Radioecology of aquatic organisms. Reinhold,New York (1966J-
RAK (1974) -n Beknopte ondersoek na die status van kernkrag in dieRepubliek op 1974-kostes gegrond. Raad op Atoomkrag. PEL-237A(Aug. 1974) ISBN 0 86960 0519 4.
RBE komitee (1963) Rapport van die RBE komitee aan die IKRB enIKRE. Health Physics (1963) v. 9 p. 357-386.
Regan, J. ; Walmsley, J. (Ï975) Design and. safety aspects of thenuclear reactors far Koeberg Power Station. Trans S.A. Inst.Elec. Eng. (Jan. 1975) p. 3-13.
Robertson, D.E. (1971) Influence of the physico-chemical forms ofradionuclides and stable trace elements in seawater in relationto uptake by the marine biosphere. Second ENEA seminar on
• Marine Ecology, Hamburg. (Sept. 1971) p. 21-67,
Russel, R.S. (1960) The passage of fission products through foodchains. Radioisotopes in the biosphere. (Ed. R.S. Caldecottand R.A, Snyder) Universiteit van Minnesota, Minneapolis (1960)
SABS (1974) Privaat mededeling deur Suid-Afriketanse Buro vir Standaarde
Salmon, l_. (1961) Analysis of gamma-ray scintillation spectra by themethod of least squares. UKAEA. AERE - R3640 (April 1961)
Singer, I.A. ; Smith, M.E.National Laboratory,p. 125-135.
(1966) Atmospheric dispersion at BrookhavenAir Wat. Pollution Int. J. (1966) v. 10
Small, L.F. ; Fowler, S.W. ; Keckes, S. (1973) Flux jf zinc through amacro-planktonic crustacean. Radioactive Contamination of theMarine Environment. Verh. IAEA simp., Seattle. (Julie 1972)p. 437-452.
Snedecor, G.W. ; Cochran, W.G. (1937) Statistical Methods. Iowa StateUniversity Press, Ames, Iowa, (1937) p. 299.
Spiers, W.F. (1960) Gamma ray dose rates to human tissues from externalsources in Great Britian. App. D in Hazards to Man of Nuclear andAllied Radiations. Second Report of the Medical Research.CouncilHMSO, Cmnd. 1125 (1960)
* » ^ ^ «3ÜS?89E 'VA
133.
Spiers, W.F. (1968) Radioisotopes in the human body ; Physical andbiological aspects. Academic Press, New York (1968)
Stander, L.D. (1966) Die mBting van radioaktiewe neerslag oar Suid-Afrika. Tydskrif vir Natuurwetenskappe (1966) v. 6 p. 118-135.
Sutton, O.G. (1953) MicromBteorology. Me Graw-HLll, London. (1953)
UNSCEAR (1958) Report of the United Nations Scientific Committee on theeffects of Atomic Radiation A/3838 (1958) Bylaag B par. 4.
UNSCEAR (1962 a) Report of the United Nations Scientific Committee on theeffects of Atomic Radiation A/5216 (1962) Bylaag E par. 14.
UNSCËAR (1962 b) Idem Bylaag E par. 51.
UNSCEAR (1962 c) Idem Bylaag E par. 83.
UNSCEAR (1962 d) Idem Bylaag E tabel XX .
UNSCEAR (1962 e) Idem Bylaag G .
UNSCEAR (1964 a) Report of the United Nations Scientific Committee on theeffects of Atomic Radiation A/5814 (1964) Bylaag A par. 186.
UNSCEAR (1964b) Idem Bylaag A par. 163.
UNSCEAR (1964c) Idem Bylaag B par. 102, 103.
UNSCEAR (1966 a) Report of the United Nations Scientific Committee onthe effects of Atomic Radiation A/6314 (1966) Bylaag A par. 48,49.
UNSCEAR (1966 b) Idem Bylaag A par. 104, 127, 128.
UNSCEAR (1969 a) Report of the United Nations Scientific Committee on
the effects of Atomic Radiation A/7613 (1969) Hoofstuk 2 par. 184.
UNSCEAR (1969 b) Idem Hoofstuk 2 par. 183,
UNSCEAR (1969 c) Idem Hoofstuk 2 par. 91.
UNSCEAR (1969 d) Idem Hoofstuk 2 par. 141-151.
Van As, D. (1965) Environmental radioactivity at the National Nuclear
Research Centre, Pelindaba : Report until 1964, Raad op Atoomkrag.PEL-89 (jul. 1965) '
Idem (1966) Report of the year 1965. PEL-123 (Okt. 1966)
Van AS, D. ; Fourie, H.Oi '," ;jprdaan, C.M, (1967) Environmentalradioactivity at the .National-Nuclear Research Centre, Pelindaba jReport for thé year 1966;." ;Raad op Atoomkrag;. PEb-160 (Aug. 196?)
Van As, D. ; Basson, J.K. (1968) Fallout over South Africa from nuclearweapons tested by France in 1966. Health Physics (1966) v. 14p. 307-309.
134.
Van As, D. ; Fourie, H.O. f Vleggaar, C.M. (1968) Environmentalradioactivity at the National Nuclear Research Centre, Pelindaba :Report of the year 1967. Raad op Atootnkrag. PEL-161 (Sept. 1968)
Idem, (1969) Report for the year 1968 (Sept. 1969)
Van As, D. ; Basson, J.K. (1969) Study of radioactivity in theenvironment of the National Nuclear Research Centre. S. Afr.J. Sci. (Jan. 1969) v. 65(1) p. 3-16.
Van As, D. ; Vleggaar, C M . (1970) Environmental radioactivity atthe National Nuclear Research Centre, Pelindaba : Report farthe year 1969. Raad op Atoomkrag. PEL-205 (Okt. 1970)
Van As, D. ; Short, R. ; van der Westhuizen, M. (1970) Anexperimental technique far the determination of the dispersionof airborne effluent in a complex topographic environmentS. Afr. Mech. Eng. (Nov. 1970) v. 20(11) p. 379-385.
Van As, D. ; Vleggaar, C.M. (1971 a) Determination of an acceptable1I concentration in air when the critical intake is through
milk. Health Physics (Julie 1971) v. 21(1) P- 114-116.
Van As, D. ; Vleggaar, C.M. (1971 b) Environmental radioactivity atthe National Nuclear Research Centre, Pelindaba : Report for theyear 1970. Raad op Atoomkrag. PEL-216 (Oct. 1971)
Van As, D. s Fourie, H.O. (19?1) Strontium-90 in the bone ofdifferent South African population groups, S. Afr. GeneeskJ. (Junie 1971) v. 45 p. 694-696.
Van As, D, ; Vleggaar, C.M. (1972 a) Derivation of safe continuousreleases of airborne radioactivity from the National NuclearResearch Centre, Pelindaba. Raad op Atoomkrag. PEL-221(Mei 1972).
Van As, 0. ; Vleggaar, C.M. (1972 b) Environmental radioactivityat the National Nuclear Research Centre, Pelindaba : Repqrtfor the year 1971. Raad op Atoomkrag PEL-208 (Des. 1972)ISBN 0 86960 380 9.
Idem (1973) Report for the year 1972. PEL-229 (Nov. 1973)ISBN 0 86930 454 3. ' '
Van As, 0. j Fourie, H.O. ; Vleggaar, C.M. (1973) Accumulationof certain trace elements in marine organisms from the seaaround the Cape of Good Hope. Radioactive Contamination of theMarine Environment. Verh. IAEA simp.',' Seattle, (Julie 1972)p. 615-623. .
Van As, D. ;. Vleggaar, C.M. (1974) Environmental radioactivity atthe National'Nuclear Research Centre, Peliridaba.; Report forthe year 1973;. Raad'op Atoomkrag. PEL-244 (Sept. 1974).
. ISBN 0 8S960 532 1. ' ' "!
Van As, D. ; Vleggaar, C.M. ; van der Westhuizen, M. ; Basson, J.K,(1974 a) Measurement of radioactive fallout aver South Africaduring 1965-1973. Raad op Atoomkrag. PEL-239 (Julie 1974)
&&^^
135.
Van As, D. ; Vleggaar, C.M. ; van der Westhuizen, M. (1974 b)Analysis of meteorological and dispersion conditions at thePelindaba site. Raad op Atoomkrag. PEL.-231 (Jan. 1974)
Van As, D. j Vleggaar, C.M. ; Selzer, A. (1975) Survey ofenvironmental radioactivity at the plant site of thePalabora Mining Company, 11-14 Nov. 1974. Raad op Atoom-krag. PIN-252 C/V (Feb. 1975) (Vertroulik)
Van As, D. ; Vleggaar, C.M. (1975) Environmental Radioactivityat the National Nuclear Research Centre, Pelindaba. Reportfor the year 1974. PEL-246 (Julie 1975) ISBN 0 86960 570 4.
Van As, D. ; Fourie, H.O. ; Vleggaar, C M . (1975) Trace elementconcentrations in marine organisms from, the Cape west coast.S. Afr. J. Sci. (Mei 1975) v. 71 p. 151-154
Van der Westhuizen, M. (1969) A relationship between deposition, airconcentration and rainfaj.1. Atm. Env. (Mei S969) v. 3(3)p. 241-248.
Van Deventer, J.R. (1973) Elektrisiteitsvoorsiening deur EVKOM.Tegnikon. (Jun. 1973) p. 16-26.
Venteri G.P.N. (1971) Tabulation of meteorological data which havea bearing upon design criteria for the proposed Duinefonteinnuclear power station. WNNR rapport. PPRG/71/13 (NOV. 1971)
Venter, G.P.N. Hallidayi E.G. ; Prinsloo, L.A. (1973) The deter-mination of the Sutton diffusion parameters for the highveldof South Africa.- Attn. Env. (1973) v. 7 p. 593-602.
Volchok, H.L. ; Toonkel, L. (1974) Worldwide deposition of Srthrough 1973. USAEC. HASL-286 (Qkt. .1974) p. 117-135.
Way, K. ; Wigner,Phys. Rev.
E.P. (194B) The rate of decay of fission products.(1948) v. 73 p. 1318. , ,
Winkler, B.C. ; Simpson, D,M. (1973) Dose limits associated withnuclear installations. Verh. IRPA Regional Conf.. on RadiationProtection, Jerusalem, (5-8 Maart, 1973). p, 590-600.'.
Wong, K.M. ; Noshkin, V.É. ; Surprenant, L. ;* Bqwen, V.T. (1970)piutonium-239 in some marine organisms and sediments.. USAEG.HASL-227 (April 1970) p. 25-33. . , ' ,
90- 137„Wortley, G. (1968) Dietary levels of """Sr, '°'Cs and •'"'%, fór
the years 1965-1968. Second interim;ireporti.. Joint; FAO/IAEA. .Division of Atomic Energy in Food and'•Agriculture,,-,;,, , ; :, '.v, ,
Yeats. D.B. ; ,Goldi6, A.S. .;.- Moelièr, D.W';.: |i972); Natural rkdiatipnin the uriaan, environment, .l uclear 'Safety.- •('1972)")-y.;. 13ff]
• p . 2 7 5 - 2 ^ 6 . ;'".''• •>''.--:' • - '. „i.';. < v ' • -•: '" -;; - :, • '-["•••'^'f.'\^ '•'/
I1 •
f |1 I
136.
10. AANHANGSEL
1D.1 waarneming van Lae Radioaktiwiteit
10.1.1 Alfa- en betatelling
Die waarneming van alfa- en beta-aktiwiteit is met 'n gasvloei-
2eweredigheidsteller van 5,5 om <t> met 'n vensterdikte van om en by 500 Mg/cm
gedoen. Die telbuis is deur 'n skermbuis omring wat in antikolnsidensie
geskakel is en gedien het om die agtergrond van die telbuis drasties te
verlaag. 'n Loodwand met 'n ' dikte van 10 cm omring die hele stelsel.
Kosmiese en energieke straling wet deur loodafskerming dring., is doel=
treffend deur die skermbuis waargeneem en die agtergrond van die telbuis
op die betaplato is van ongeveer 20 tot 1,5 tpm verminder.
Monstervoorbereiding vir totale alfa- en/of betatelling behels
konsentrasie deur indamping, droging of verassing en die residue word
akkuraat in staaltelplaatjies van 50 mm <t> uitgeweeg, 0oeltreffendheids=
krommes is vir verskillende mediums Cbv. grond, biologiese materiaal,
ens.), m.b.v. bronne van bekende aktiwiteit en massa bepaal wat uit stan=
daardoplossings van verskillende radioisotope voorberei is. Bronmassas het
van milligram hoeveelhede tot 3 g gewissel en laasgenoemde stem met
2
'n brondikte van ongeveer 150 mg/cm ooreen. Vir alfadeeltjies is bron=
diktes van ongeveer 50 mg/cm reeds oneindig dik en is die waargenome
tellings in bronne met massa > 1 g nie meer van die brondikte afhanklik
nie. Doeltreffendheidskrommes is vir 'n verskeidénheid kernsoorte
bepaal, bv. 90Sr. B9Sr. 90Y., 1 3 7Cs, 1 3 1 I , 40K, 239Pu en 226Ra.
In gevalle waar mengsels van alfa- en betastralers met verskillende
energies teenwoordig is, maak die verskillende ssïfabsorpsiefaktore dit
onmoontlik om die aktiwiteit in terme van die absolute disinte=
te !.sp-'i
I I 137.
l! |
I 1
fI1
rI
I
til.
242 204
grasietempo uit te druk. Am {alfa-energie = 5,47 Mev) en Tl
(beta-energie • 0,77 Mev] is onderskeidelik as verwysingsbronne
vir die totale alfa- en beta-aktiwiteitsmetings gebruik. Akkurate be=
palings van die disintegrasietempo vereis dat kernsoorte enemies geskei
en afsonderlik getal word en met die gepaste doeltreffendhsidsfaktor
gekorrigeer word.
10.1.2 Gammaspektrometrie
'n Gevoelige gammaspektrometer is gebruik om gammastralers kwan=
titatief in omgewingsmonsters te meet. Monstervoorbereiding het gewoon=
lik slegs konsentrasie deur indamping of verassing behels. Die betrou=
bare waarneming van lae aktiwiteitsvlakke vereis 'n opstelling met hoë
teldoeltréffendheid, hoë stabiliteit en lae agtergrond. Hierdie eienskappe
is deur die geskikte keuse van detéhtor, opstelling en afskerming verkry.
Die detektor is 'n Nal (Tl)-Kristal van 7,5 cm « x 7,5 cm
met lae natuurlike kaliuminhoud en wat integraal aan 'n fotovermenig=
vuldigerbuis sonder venster of voetstuk gekoppel is. Die detektor is
in 'n metaalomhulsel met lae massa verkan en.hierdie omhulsel het 'n
chroomafwerking mBt lae agtergrond.
Die detektor is met behulp van 'n perspeksstaander vertikaal in
'n loodkasteel gemonteer. Die kasteel met binne-afmetings 45 cm x 45 cm x 54 c~
hoog, het loodwande met 'n dikte van 7,5 cm en 'n looddeksel met 'n dikte
van 10 cm. Die binne-oppervlakte is met Sn- en Cu-plaat met 'n dikte
van 1 mm uitgevoer om die karakteristieke x-strale'van Pb te absorbeer
wat deur kosmiese strale opgewek word. Alle elektroniesB kompohente is
bulte die kasteel gemonteer.. . Die opstelling is in 'n keldervertrek met
138.
pi
Uh
konstante temperatuurbeheer geplaas. Hierdie vertrek is met sement=
stene gebou wat uit materiaal roet lae natuurlike radioaktiewe inhoud
vervaardig is.
Die elektroniese pulsverwerking is met 'n Ortec-voorversterker,
model 113, uitgevoer wat aan 'n RIDL- li.nêre versterker, model 30-20,
gekoppel is. Die pulsgrootte-analise is deur 'n RIDL-analiseerder,
model 34-12 B, met 400 kanale behartig. -Voorsiening is vir stabi=
lisering van die pulsversterking gemaak sowel as vir die nulpuntinstelling
met behulp van 'n RIDL-stabiliseerder, model 39-6. In die praktyk
is gevind dat nulpuntstabilisering besonder belangrik was vir betroubare
spektrumanalise. Die stabilisering van pulsversterking het vereis dat
die lae agtergrond opgeoffer sou moes word aangesien 'n eksterne gamma=
piek vir goeia stabilisering vereis word. Alhoewel die bydrae van hierdie
eksterne gammabron met behulp van 'n antikoïnsidensiestroonnbaan beperk
kon word, sou dit nogtans 'n aansienlike verhoging in die agtergrond tot
gevolg gehad het. As kompromie is die laer agtergrond bo versterker=
stabilisering verkies.
Die gemiddelde agtergrond oor die energiegebied 0-2 HeV was
238 _+ 3 tellings/min. Die vernaamste bron van wisseling is die verval=
77D 777 77Rprodukte van Rn en Rn, uit die lae konsentrasies Re en
232
Th afkomstig wat in boumateriaal aanwesig is. Die konsentrasies van
die gasagtige radon kan met goeie ventilasie beperk word. Veranderinge in
ventilasiedoeltreffendheid het 'n verandering in radonkonsentrasie en
dus ook in die agtergrond tot gevolg gehad.i4n dn ^d PS PI
Die spektrometér is vir die Isotope Ba, K, TIn, Zr, 1Mb,
1 3 4Cs. 10BRu. 7Be, 12èSb, 1 3 1 I , 141C.e, 144Ce, sowel as vir U Cnat] en
Th tnat) gekalibr'eer. Kalibrasies is vir ses geometriese konfigurasies
uitgevoer soos in Tabel 10.1 beskryf.
, *,:K"
139.
';,•• .-
"• I
• "i
IIP I
•n i
!,% i
Absoluut gestandaardiseerde oplossings van verlangde Kernsoorte
word van Radiochemical Centre, Ainersham, verKry en tot 'n geskikte vlak
verdun. Vir geometrie A word die oplossing op Whatman 41-filtreer=
papier van 5,5 om gedrup, gedroog en getel. .Vir geometrieë B-E word
die oplossing op-25 *g. 140 g, 300 g en 500 g NaCl gedrup, gedroog, ge=
homogeniseer en getel. Vir geometrie F word die oplossing met 1 liter
water gemeng en in die Marinalii-beker getel. Standaarde van geometrie
A lewer 30 0D0 gammas/min., en die ander meer ooreenkomstig dpeltreffend=
40heidsverskille. Vir K-standaarde word KC1 gebruik,
Die verband tussen die doeltreffendheid, / tellmgs/min 1 Q Q \\ gammas/min J
en die gamma-energie vir die verskillende geometrie word in Fig. 10.1
aangedui. Die laer doeltreffendheid 'en ongunstiger verhouding van piek.
tot totaal van die groter geometrieë word deur die aansienlik groter
massas vergoed wat in dié geometrieë getel kan word. Die relatiewe ge=
voeligheid van die verskillende konfigurasies verskyn in Tabel 10.1
vir 'n 662 kev-fotopïek van137Cs.
TABEL 10.1 Relatiewe doeltreffendhede van NaICTI] gammaspektrometers
Geometrie Afmetings BeskrywingVolume
Doeltref» Relatiewefendheid vir gevoelig=137Cs (%)
heid
60 mm x 0,1 mm Aluminium3
telplaatjie
60 mm x 7 mm Aluminium» 20telplaatjie
60 mm x 45 mm Aluminium» 130telplaatjiemet perspeks=verlenging
S8 mm x 40 mm Politëenbottel 240
88 mm x 70 'mm Politëenbottel• 430
(1arinelli= 1000houerCperspeks)
11,3
9,8
4,8
4,1
4,0
4,3
8,5
22
|
smém&fam sswsses
40
30
20 -
OUIX
UI
uitr
Ê
EKD
0.O
109876
5
3
2 -
0.1 0.2 0,3 0,4 0,5 0.7 0,91.0
ENERGIE (MeV)
Fig. 10.1Die verband tussen die doeltreffendheid van fotopiekwaarneming
met 'n 7,5 cm x 7,5 cm <j> Nal-kristal en diegamma-energie vir verskillende teigeometrieè '
2,0
i;j
I
R1
140.
'J>Ü
i
ftï
10.2 Spektrumontleding
Eenvoudige gammaspektrums met goed opgeloste fotopieke is deur
middel van eenvoudige integrasie van die fotopieke met die nodige kor=
reksies vir agtergrond en steurings van meer energieke gammas ontleed.
Kwantitatlewe waardes is deur vergelyking met standaardbronne van ver=
gelykbare geometrie verkry,
Meer komplekse spektrums is deur middel van 'n gerekenariseerde
kleinstevierkant-passingsprosedüre ontleed. Standaardspektra van 'n ,
groot verskeidenheid kernsoorte in elk van ses geometrieë is permanent
in die rekenaar geberg, en as volg gebruik Dm onbekende spektra te ont=
leed. (Salmon, 1961]
10.2.1 Wiskundige formulering en prosedure
Vir 'n opname oor n kanale van 'n monster wat m kernsoorte bevat,
en opnames van die m afsonderlike standaarde van bekende aktiwiteit
onder, vergelykbare toestande, stel :
ij = teltempo in kanaal i van standaard j,
b. = teltempo in kanaal i van monster,
Dan is
m
Ej =
met Z. 'n onafhanklike ewekansige veranderlike, en
i
en j
1.
1, rn.
i
1
r>!
!; Is141.
i*i ï, Die ontleding berus op dis berekening van die "beste" waardes
van die x.» wat deur vermenigvuldiging met die aktiwlteit van standaard
j die totale aktiwiteit van Kernsoort j in die monster lewer.
è- :
Hierdie stel "beste" x 's word gevind deur minimering van
n
R - £i = i
m 2
j = l '•
met — = variansie van b..
Parsiële differensiasie van laasgenoemde met betrekking tot x. en
gelykstelling aan 0 lewer 'n stel van m vergelykings van die vorm
ik i vir k = 1, ..., m
ï \
f \
In matrysnotasie : AX - Y met
X = A"1 Y.
Standaarddata word in 'n skyfpakbiblioteek gestoor, en dis op=
lossingsprosedure is in 'n Fortran IV-program gekodeer om op roetine=
grondslag gebruik te word. Die program maak «Jie nodige agtergrond- en
dryfkorreksies, bevat o.a. 'n roetine om spektra en residue te stip,
en met die invoer van die nodige gegewens, word finale konsentrasies
bereken. Die belar.grikste foutbron is waarskynlik die onvolledige na=
i
1
bootsing van die bron deur die standaarde, met ander woorde as daar
fotopieKe in die bronspektrum voorkom waarvoor "standaarde nie bestaan
nie - die eerste vergelyking is dan opsigtelik ongeldig.
10.3 Analitiese Gehaltebeheer
Die natuurlike vlakke van klowings-en aktiveringsprodukte in die
Suid-Afrikaanse omgewing het spesifieke aktiwiteite van ongeveer pCi/g
-12(10 Ci/g], en beteken dat die totale aktiwiteit wat in die praktyk
-9waargeneem moet word nCi £10 Ci)-hoeveelhede en minder beloop. Die
betroubare meting van sodanige aktiwiteite in omgewingsmonsters maak dit
gebiedend noodsaaklik dat die analitiese metodes aan gehaltebeheer onder=
werp word.
Radiochemiese en gammaspektrometriase ontledings behels die ana=
lise van gesimuleerde monsters met bekende konsentrasies saam met elke
groep Qmgewingsmonsters wat ontleed word. Die gereelde deelname aan in=
ternasionale intervergelykings van omgewingsmateriale wat met lae vlakke
van radioaktiwiteit besmet is, verseker dat sistematiese foute in die
analitiese tegnieke opgemerk word. Die IAEA versprei gereeld sadanige
materiaal wat vars water, seewater, melk, dierbene, sediment, lugfilters,
plantegroei, gemengde diëte, vleis, m<2el en seegras behels. Sommige van
die mediums bestaan uit natuurlike materiaal waarvan die absolute waardes
nie bekend is nie en die gemiddelde waardes deur intervergelyking bepaal
word. Ander mediums word kunsmatig met bekende konsentrasies radioaktiwiteit
gemerk en dan deeglik géhomogeriiseer. Oor 'n tydperk van 10 jaar is daar
aan 30 sulke intervergelykings deelgeneem eri is die analitiese metodes
tot 'n hoë graad van betroubaarheid ontwikkei.
143.
10.4 Statistiese Ontleding " '•'.' .
Totale alfa- en beta-aktiwiteit in'j'n verskeidenheid monsters wat
uit verskeie streke afkomstig en maandeliKs oor 'n lang tydperkgéneem
is, is aan die hand van die additatiewe model vir twee-rigtingklassifikasie
i- ' - •
ontleed, (Snedecor et 'al,' 1967) nl. . ..,''''"
met X. waarde in maand i vir streek j gevind
algehele-gemiddelde -Coverall mean)
= vaste tydseffsK
f
vir
en
vaste streekseffek
1, ....' , a met a =
1 > , b met b
getal maande by. die analise
betrokke,
getal s;trèke
ffie e^. is onafhanklike ewekansige veranderlikes, normaalverdeel
2
met gemiddeld 0 en variansie a , en is 'n aanduiding van die mate
waarin die gegewens, as gevolg van eksperimentele foute wat tydens monster=
neming, voorbereiding en aktiwiteitsmsting voorkom, .van die additatiewe
model afwyk. , . . ' • ' . 7 .
Vlr die volgende.klassifikasie :
en met y X , a
: I
ntsjsssass»
is die verwagte waarde in maand i vir streek J >
Indien die prosedure gerekenariseer is, kan die stel
0., = X., - X.. bereken word om 'n aanduiding van moontlike
growwe foute of sistematiese afwykings van die additatiewe model te verkry.
Vir die residuele som van vierkante
RSV
a b
E
j
kan aangetoon word dat dit 'n onpartydige skatter van (a-13 tb-15 a
2is en dat die residuele gemiddelde vierkant S'
onpartydige skatter van a is^
RSV / (a-1) (b-10 'n
Die eksperimentele fout kan dus deur variansie-analise geëvalueer word,
en die tyds- sn streeksvariansie kan deur middel van die F-toets as beduidend
al dan nie ten opsigte van S getoon word.
2 3SNadat S bereken is, kan kontrolegrense as X *_ —
vasgestel word, waartussen die maandelikse gemiddeld van die waardes by
streek b gevind, verwag kan word om te wissel indien die tydsvariansie
nie betekenisvol is nie.
é-.-i • r
146.
In Tabel 10.2 word die metode aan die hand van metings van totale
beta-aktiwiteit van watermonsters uit die Krokodilrivier toegelig.
TABEL 10.2 Statistiese verwerking van totale beta-aktiwiteitsmetings
in water van die Krokodilrivier.
Moniteerpunt
Datum
A B C D E F X±
Jan. 1964
Feb.
Mrt.
Apr.
Mei
Jun.
Jul.
Aug.
Sep.
Okt.
Nov.
Des.
Jan. 1965
Feb.
Mrt.
Hei
Jun.
1730
26
26
26
25
26
27
26
29
30
26
28
25
33
18
26
30
30
32
30
26
30
30
30
30
40
36
34
27
23
30
28
31
3723
37
26
19
21
19
22
32
28
20
29
29
27
36
18
26
25
21
31
28
26
21
21
21
32
29
32
35
32
25
35
18
43
1921
26
26
29
21
20
24
33
34
29
29
23
26
37
20
26
2727
27
27
27
27
19
23
36
26
21
33
27
20
27
23
40
26,1 30,4 26,6 27,9 26,1 26,9
25,8
25,3
29,B
27.2
26,0
24,2
22.5
24,5
31.5
31,0
28,0
31,0
27,7
24,3
33,0
20,3
32,0
27,3
S'J
147.
17 B .2 17 2 6 .2L j - 2 7 . 3 1 - 6 £ i X±- 2 7 . 3 \ - 17 £ | x # j " 2 7 . 3 |
(17 - 1) (6 - 1)
J
S = 18,4
S = 4,3
X * 3 S 27,3 + 5,3
In Fig. 10.2 word die waarnemings van totale beta-aktiwltelt, in
water van die KroKodilriviar na die ingebruikname van SAFARI-1, vergelyk
met die kontrolsgrense wat uit die agtergrondwaardes in Tabel 10.2, bereken
is.
Die kere waar die kontrolegrense oorskry is, was in meeste gevalle
die gevolg van verhoogde kernbomneerslagvlakke.
• * • • •
••'f-r
^Ï^I^^V'"^-^"^-*'?^5*
- 50
oo.
UI
Hi
30
20
Boonste Kontrolegrens
0OO 0
oO O
oo
0 0
0
• Onderste Kontrolegrens o
1965 1966 1967
Voor krjtiekwording o o o ° oo° ° ° o o. * o o o o• • i • • » • . • • i • i 1 1 •
1968 1969 1970
Fig. 10.2Die maandelikse gemiddelde beta-aktiwiteit in water van die Krokodilrivier
en die kontroiegrense soos bereken uit waarnemings voordie kritiekwording van Safari J.
i
-*»-
