RADIONÚCLIDOS EN AGUA Y DIETAS ELABORADAS EN TENERIFE Y DOSIS COLECTIVA

J. Hernández-Armas, F. Hernández, L. Karlsson, M. López, A. Catalán, J.C. Fernández

Laboratorio de Física Médica y Radioactividad Ambiental, Facultad de Medicina, Universidad de La Laguna, 38320 La Laguna, Tenerife. fimerall@ull.es

INTRODUCCIÓN Es un hecho bien conocido que los alimentos y bebidas que forman parte de la dieta contienen cantidades trazas de radionúclidos naturales y artificiales1. Se ha estimado que un octavo, como mínimo, de la dosis anual efectiva promedio debida a causas naturales es consecuencia del consumo de alimentos2 por los radionúclidos existentes en la dieta. El Laboratorio de Física Médica y Radioactividad Ambiental de la Universidad de La Laguna, ha realizado, desde finales del año 2000, la determinación, mediante espectrometría gamma y contaje beta, de los radionúclidos más significativos presentes en dietas elaboradas en la isla de Tenerife. Asimismo este laboratorio ha realizado, en este periodo de tiempo, las medidas de los índices alfa total, beta total y beta resto (indicadores de la presencia de radionúclidos emisores alfa y beta) en muestras de agua de consumo recogidas en diversos municipios del norte de la isla de Tenerife. Los objetivos de este trabajo han sido: 1) Determinar la concentración de radionúclidos emisores gamma y beta en muestras de dietas elaboradas consumidas en la isla de Tenerife; 2) Comparar las concentraciones de radionúclidos en dietas con el rango de valores para concentraciones de radionúclidos dada por la Comisión Europea (CE) 1, 3; 3) Determinar los índices alfa total, beta total y beta resto en muestras de agua de consumo; 4) Determinar si las muestras de agua eran aptas para el consumo humano según lo establecido en la legislación actualmente vigente (Real Decreto 140/2003) y 5) Evaluar la dosis efectiva colectiva a la población de Tenerife debida al consumo de alimentos (dieta elaborada).

MATERIAL Y MÉTODO Las dietas elaboradas fueron recogidas trimestralmente en la cocina del Hospital

Universitario de Canarias. Cada dieta elaborada se preparó con todos los alimentos y bebidas utilizados para la alimentación de un paciente o trabajador estándar durante 5 días seguidos. Los radionúclidos presentes en las distintas dietas elaboradas fueron determinados siguiendo las recomendaciones proporcionadas por la Agencia Internacional de la Energía Atómica7. Los alimentos fueron lavados (cuando procedía) y sus partes no comestibles (cáscaras, huesos, etc.) fueron desechadas. Las muestras se secaron a 105-110 ºC hasta peso constante y después se concentraron mediante calcinación a 450ºC durante 48 horas. Las medidas de los radionúclidos emisores gamma presentes en las dietas se realizaron mediante el uso de un detector coaxial de Germanio de alta resolución (Canberra Industries Inc., USA, modelo GX4019) con un 46.1% de eficiencia relativa. Estos equipos de detección disponen de blindajes de hierro y están instalados en un laboratorio especialmente diseñado para la realización de medidas de baja actividad radiactiva. La calibración de este equipo se realizó mediante el uso de patrones líquidos con actividades certificadas (Amersham plc., UK) y muestras químicamente puras de 40K (Merck E., Alemania). El tiempo de medida utilizado fue de 48 horas para cada muestra. La determinación de las concentraciones de 90Sr por coprecipitación de carbonatos de estroncio en las muestras de dieta, requirió el uso de columnas de intercambio iónico. Las muestras anteriormente preparadas se calcinaron a 600 ºC. Las medidas de este isótopo se realizaron con un contador proporcional de bajo fondo marca Berthold LB770. La calibración de este equipo se llevó a cabo mediante el uso de planchetas con actividades certificadas (CIEMAT, España). El tiempo de medida utilizado fue de 60000 segundos para cada muestra. La isla de Tenerife, que es la mayor del archipiélago Canario, es de origen volcánico como las demás. La

principal fuente de agua de consumo en esta isla proviene de depósitos naturales subterráneos desde los que se extrae mediante pozos o “galerías” (minas horizontales que perforan la superficie hasta alcanzar el nivel freático y extraer el agua). Las aguas han de cumplir las exigencias establecidas en la ley, tanto en sus parámetros físicos, químicos, biológicos y radioactivos antes de ponerlas en la red de consumo humano. Las muestras de agua de consumo analizadas en este trabajo han sido recogidas directamente del grifo, es decir, tras los procesos de tratamiento habituales para potabilizar el agua. El principal punto de muestreo mensual ha sido el Laboratorio de Física Médica y Radioactividad Ambiental (San Cristóbal de La Laguna) entre los años 2000-2006 (72 muestras). Además se han analizado otras 18 muestras recogidas en otros puntos del municipio de San Cristóbal de La Laguna (casco urbano y Punta del Hidalgo) y en dos municipios del Norte de la isla de Tenerife (Santa Cruz de Tenerife y Santa Ursula). Las muestras se prepararon siguiendo procedimientos ya publicados4, 5, 6. La determinación de los índices alfa total en estas muestras se ha realizado mediante contaje con detectores de centelleo sólido (SZn). El índice beta total se estableció con un contador proporcional de bajo fondo. La concentración de potasio en las muestras, valor necesario para la determinación del índice beta resto, se midió con un espectrómetro de absorción atómica de llama (Perkin-Elmer 2380). Las correcciones por autoabsorción fueron realizadas según lo indicado en las referencias mencionadas anteriormente. El cálculo de las dosis colectivas se ha basado en los coeficientes establecidos en la publicación 72 de la Comisión Internacional de Protección Radiológica (ICRP) que relacionan dosis con actividad ingerida 8.

RESULTADOS a) Agua de consumo: Las figuras 1 y 2 muestran los resultados obtenidos en 18 de las determinaciones de los índice alfa total, beta total y beta resto correspondientes a las muestras de agua de consumo recogidas en tres municipios de la isla de Tenerife. Los resultados obtenidos para estas muestras de agua ponen de manifiesto que el índice alfa total de las muestras recogidas en los núcleos urbanos centrales de los municipios de La Laguna y Santa Ursula sobrepasan el valor de 0.1

Bq/l en el 66 % de los casos. Este valor está recogido en la legislación nacional como el límite máximo de concentración de emisores alfa permitido en el agua de consumo (R.D. 140/2003). Los resultados de las 72 muestras recogidas desde el año 2000 en el laboratorio, el cual está situado en otro punto del municipio de La Laguna y cuya agua procede de otra fuente de suministro (galería), superó solo en el 6% de los casos dicho índice alfa. El valor medio calculado para el índice alfa total para estas 72 muestras fue de 47 Bq m-3. En relación con los índices beta total y beta resto, se observó que el 40K era el principal emisor beta presente en el agua de consumo, lo que da lugar a un bajo valor de índice beta resto calculado. Solamente en una ocasión, en una muestra recogida en el municipio de La Laguna, el índice beta resto superó el valor de 1 Bq/l, que es el límite establecido para este índice por la legislación vigente ya indicada. En ninguna de las 72 muestras en las que se determinó el índice beta resto en el agua recogida en el laboratorio, se superó el nivel de 1 Bq/l. El valor medio calculado para los índices beta total y beta resto medidos en estas 72 muestras fue de 390 y 100 Bq m-3 respectivamente. b) Dietas elaboradas: En las muestras de dietas elaboradas se detectaron principalmente 40K, 137Cs y 90Sr. Ocasionalmente se detectaron bajas actividades de radionúclidos tales como el 210Pb, 212Pb, 226Ra o 235U. Las actividades de 137Cs y 90Sr en las dietas oscilaron entre 0.04 y 0.25 Bq para la dieta correspondiente a una persona en cada día mientras que las actividades de 40K oscilaron entre 50 y 250 Bq por persona y día. Estos valores pueden asimilarse a los correspondientes al consumo diario por persona en Canarias. La figura 3 muestra las variaciones de estos tres radionúclidos en las muestras recogidas entre los años 2000 y 2006.

0

50

100

150

200

250

300

350La

Lagu

na

La La

guna

La La

guna

La La

guna

La La

guna

La La

guna

La La

guna

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guna

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Sant

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Sant

a Cr

uz

Sant

a Ur

sula

Municipio

Índi

ce A

lfa T

otal

(Bq

/m3)

Límite para agua

potable

Figura 1. Resultados de 18 medidas de índice alfa total en muestras de agua recogidas en la isla de Tenerife.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

La La

guna

La La

guna

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guna

La La

guna

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guna

La La

guna

*

La La

guna

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dice

Bet

a Res

to (

Bq/m

3 )

Beta resto

Beta total

Límite para agua

potable

Fig. 2.- Resultados de 18 medidas de índice beta total y beta resto en muestras de agua recogidas en la isla de Tenerife. El límite legislativo está establecido únicamente para el índice beta resto. * Índice beta resto no analizado. Los valores medios y desviaciones estándar calculados para el 40K, 137Cs y 90Sr durante el periodo de tiempo mencionado fueron, respectivamente, de: 124 ± 38, 0.07 ± 0.05 y 0.17 ± 0.04 Bq por persona y día. En la tabla 1 se presentan los valores de concentración de los tres radionúclidos indicados en las muestras de dietas elaboradas.

0

0,05

0,1

0,15

0,2

0,25

0,3

2000

:320

00:4

2001

:120

01:2

2001

:320

01:4

2002

:120

02:2

2002

:320

02:4

2003

:120

03:2

2003

:320

03:4

2004

:120

04:2

2004

:320

04:4

2005

:120

05:2

2005

:320

05:4

2006

:120

06:2

2006

:3

Año:Trimestre

Bq/

pers

ona-

día

(Cs-

137

y Sr

-90)

0

50

100

150

200

250

300

Bq/

pers

ona-

día

(K-4

0)

Cs-137

Sr-90

K-40

Figura 3. Variaciones en las concentraciones de 137Cs, 90Sr y 40K en muestras de dietas compuestas. c) Dosis efectiva colectiva: La dosis efectiva colectiva debida a la ingesta de los alimentos en forma de dieta elaborada, se calculó a partir de los valores medios de las concentraciones de 137Cs y 90Sr determinados y asumiendo una población adulta aproximada de 600,000 habitantes en la isla de Tenerife. Los valores de conversión utilizados para el cálculo de las dosis efectivas debidas a la ingesta de alimentos con 137Cs y 90Sr fueron: 1.3x10-8 y 3.07x10-

8 Sv Bq-1, respectivamente 8. La dosis efectiva colectiva anual debida la presencia de estos radionúclidos en la dieta resultó ser de 1.8 persona-Sv.

CONCLUSIONES 1) Según el R.D. 140/2003, 11 de las 14 muestras de agua de La Laguna, una de Santa Ursula y 4 recogidas en el laboratorio no eran aptas para el consumo humano. El laboratorio está realizando la caracterización radiactiva de las aguas procedentes de las distintas fuentes de suministro en los puntos indicados. 2) La concentración de 90Sr medida en dieta elaborada ha sido en 5 casos superior al mayor valor promedio, 0.2 Bq por persona y día, dado por la CE para 5 países de la UE 1, 9. La concentración de 137Cs fue en todos los casos inferior al valor máximo, 0.33 Bq por persona-día, indicado por la CE. 3) La dosis efectiva colectiva anual debida a la presencia de 137Cs y 90Sr en la dieta fue de 1.8 persona-Sv.

Tabla 1- Concentración de radionúclidos (con desviación estándar σ) en dieta elaborada en Bq por persona y día en la isla de Tenerife.

Trimestre 40K

(± σ) 137Cs (± σ)

90Sr (± σ)

2000:3 1,20E+02 (2,4E+00) < 1.48E-01 9,334E-02

(1,095E-02)

2000:4 1,41E+02 (1,91E+00) < 5.30E-02 2,091E-01

(3,086E-02)

2001:1 1,72E+02 (2,28E+00)

2,20E-01 (1,65E-02)

2,219E-01 (2,759E-02)

2001:2 1,31E+02 (1,83E+00) < 5,72E-02 1,949E-01

(3,387E-02)

2001:3 1,08E+02 (1,56E+00)

6,44E-02 (1,73E-02)

1,777E-01 (1,489E-02)

2001:4 1,06E+02 (1,45E+00)

1,23E-01 (1,32E-02)

2,014E-01 (2,105E-02)

2002:1 1,42E+02 (1,89E+00) < 4,86E-02

2002:2 1,74E+02 (2,30E+00)

7,32E-02 (1,38E-02)

1,930E-01 (1,618E-02)

2002:3 1,55E+02 (2,06E+00) < 4.46E-02

2002:4 1,07E+02 (1,60E+00) < 5.48E-02 2,335E-01

(1,872E-02)

2003:1 2,44E+02 (4,97E+00)

1,45E-01 (2,00E-02)

2003:2 1,67E+02 (3,44E+00)

1,46E-01 (1,73E-02)

2,115E-01 (1,592E-02)

2003:3 7,21E+01 (7,96E-01)

3,43E-02 (4,08E-03)

1,909E-01 (1,595E-02)

2003:4 7,73E+01 (1,75E+00)

5,42E-02 (3,37E-03)

1,351E-01 (1,977E-02)

2004:1 1,07E+02 (1,32E+00)

4,45E-02 (9,89E-03)

1,715E-01 (1,649E-02)

2004:2 1,60E+02 (3,35E+00)

1,271E-01 (1,873E-02)

2,460E-01 (1,797E-02)

2004:3 1,05E+02 (1,28E+00)

4,50E-02 (9,78E-03)

1,419E-01 (1,258E-02)

2004:4 1,07E+02 (1,29E+00)

3,66E-02 (7,28E-03)

1,638E-01 (1,344E-02)

2005:1 9,56E+01 (1,17E+00)

4,46E-02 (7,05E-03)

1,150E-01 (1,080E-02)

2005:2 9,81E+01 (1,20E+00 )

2,58E-02 (7,21E-03)

1,427E-01 (1,373E-02)

2005:3 9,74E+01 (1,19E+00)

4,647E-02 (7,636E-03)

1,547E-01 (1,663E-02)

2005:4 1,12E+02 (1,36E+00)

3,044E-02 (6,041E-03)

1,317E-01 (1,287E-02)

2006:1 9,79E+01 (1,20E+00)

4,108E-02 (9,305E-03)

1,215E-01 (1,339E-02)

2006:2 1,06E+02 (1,26E+00)

2,786E-02 (6,560E-03)

1,695E-01 (1,765E-02)

2006:3 9,96E+01 (1,22E+00)

1,205E-01 (1,108E-02)

1,592E-01 (1,585E-02)

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen la colaboración de todo el servicio de Cocina del Hospital Universitario de Canarias por las muestras suministradas. Asimismo agradecen al Consejo de Seguridad Nuclear el constante apoyo que proporciona al Laboratorio de Física Médica y Radioactividad Ambiental de La Universidad de La Laguna.

REFERENCIAS

1. Food Standards Agency. Radioactivity in Food and the

Environment 1999. 2000, ISSN 1365-6414 2. United Nations Scientific Committee on the Effects of

Atomic Radiation, UNSCEAR 2000. Report to General Assembly, United Nations, New York, 93-156.

4. Hernández, F., Hernández-Armas, J.H., Catalán, A., Fernández-Aldecoa, J.C., Landeras, M.I. Activity concentrations and mean annual effective dose of foodstuffs on the island of Tenerife, Spain. Rad.Prot.Dosim. 2004; 111(2), 205-210.

5. Consejo de Seguridad Nuclear. Procedimiento 1.5-2004: Procedimientos de determinación de los índices de actividad beta total y beta resto en aguas mediante contador proporcional. Colección de Informes Técnicos 11, Serie Vigilancia Radiológica Ambiental.

6. Consejo de Seguridad Nuclear. Procedimiento 1.9-2005: Procedimientos para la determinación del índice de actividad alfa total en muestras de agua. Métodos de coprecipitación y evaporación. Colección de Informes Técnicos 11, Serie Vigilancia Radiológica Ambiental.

7. International Atomic Energy Agency 1989. Measurement of radionuclides in food and the environment, a guide book. Technical Report Series 295, IAEA, Viena.

8. International Commission of Radiological Protection, Annals of the ICRP volume 26/1, 1996. Age-dependent doses to the members of the public from intake of radionuclides part 5, compilation of ingestion and inhalation coefficients, 72. ELSEVIER, ISBN-10: 0-08-042737-5.

9. European Commission, Joint Research Centre. Environmental Radioactivity in the European Community 1992. Nuclear Science and Technology, Radiation Protection Nº 86. ECSC-EC-EAEC Brussels, Luxembourg, 1997. ISBN 92-827-9739-2.

ESTUDIO DE LA RADIACTIVIDAD EN LAS AGUAS DE ABASTECIMIENTO DE BARCELONA EN EL PERIODO 1995 A 2005

I. Vallés1, R. Devesa2, I. Serrano1, A. Camacho1, X. Ortega1, L. Matía2. 1Institut de Tècniques Energètiques. Universitat Politècnica de Catalunya. Avda. Diagonal 647.

08028 Barcelona. 2Aigües de Barcelona. Avda. Diagonal 211. 08018 Barcelona

INTRODUCCIÓN Las recomendaciones de los organismos internacionales de radioprotección hacen énfasis en las limitaciones de la dosis absorbida a lo largo de un año por el organismo humano debido al consumo de agua. La Directiva 98/83/CE(1) en la que se establecen los criterios sanitarios del agua de consumo humano establece para la radiactividad unos valores de de referencia de 100 Bq/L para el tritio y 0,10 mSv/año para la “Dosis indicativa total” (DIT). En el Real Decreto 140/2003(2) y posteriormente en el protocolo del Ministerio de Sanidad y Consumo /Consejo de Seguridad Nuclear(3), se indica, en coherencia con el anexo II de la Directiva y con la guía de la OMS(4), que para el control de la DIT se puede utilizar la medida de la concentración de actividad alfa total y de actividad beta total, y si se supera el valor de 0,1 Bq/l de alfa total o de 1 Bq/l de beta total, se debe realizar un análisis de radionucleidos específicos, y calcular la DIT a partir de los valores obtenidos. Si el valor de la dosis es inferior a 0,1 mSv/año, no se requiere realizar investigaciones radiológicas adicionales. En este trabajo se presentan los resultados de radiactividad realizados en las aguas de abastecimiento de la ciudad de Barcelona durante el periodo de 1995 a 2005. Los resultados de actividad desde el año 1986 hasta el año 1994 han sido objeto de otras publicaciones(5,6,7).

Descripción de las cuencas de abastecimiento El abastecimiento de agua potable de la ciudad de Barcelona y su entorno metropolitano tiene lugar a partir de dos orígenes principales: las cuencas de los ríos Ter y Llobregat (Figura 1). El consumo medio diario es actualmente del orden de 900.000 m3, que

provienen aproximadamente en un 45% del Llobregat y un 55 % del Ter.

Figura 1. Mapa de la distribución de agua potable a Barcelona Las características físico-químicas de las dos aguas son notablemente distintas. La cuenca del río Ter es de salinidad media, con un residuo seco del orden de 350 mg/L. En cambio, el Llobregat presenta una salinidad muy superior, alrededor de 900 mg/L. Ello se debe principalmente a la naturaleza del terreno en la parte alta de la cuenca, de antigua tradición minera (explotaciones de cloruro sódico y potásico). También es muy distinto el régimen de aprovechamiento hídrico de ambas cuencas. El agua del Ter dispone de 2 embalses de regulación previos a la captación en el curso medio del río, los pantanos Sau y Susqueda con una capacidad total de 410 hm3. El agua es tratada en la estación de tratamiento de Cardedeu (WTP1) y alimenta principalmente a la zona norte de Barcelona. Por el contrario, el agua del Llobregat se capta directamente del río en su curso bajo, en Abrera (WTP2) y Sant Joan Despí (WTP3), a 40 y 10 km de la desembocadura del río respectivamente.

Mar Mediterra

neo

Barcelona

Rio Ter

Llobregat

WTP3

WTP2WTP1

N

0 25 50 Km

Rio Anoia Mar Mediterra

neo

Barcelona

Rio Ter

Llobregat

WTP3

WTP2WTP2WTP1WTP1

NN

0 25 50 Km0 25 50 Km

Rio Anoia

MATERIALES Y MÉTODOS

Puntos de Muestreo Se han considerado los puntos de muestreo correspondientes a los tres orígenes distintos de agua: origen Llobregat (LLOB-Or), a la salida de la planta de tratamiento de S.Joan Despí ; origen Ter (TER-Or), en el punto de recepción del agua procedente de la planta de Cardedeu; y origen Abrera (ABR-Or), en el punto de recepción del agua procedente de dicha planta de tratamiento. Además, se ha controlado también, la radiactividad temporal en el agua cruda que se capta del río Llobregat (SJD-Ri), antes de su tratamiento. Medida de la radiactividad Los resultados de radiactividad corresponden a muestras recogidas en continuo en diferentes puntos de la distribución y en las que se realizan periódicamente la actividad alfa total y beta total y semestralmente las siguientes determinaciones específicas: isótopos del uranio (234U, 235U, 238U), torio (230Th, 232Th), radio (224Ra, 226Ra, 228Ra), 210Pb, estroncio (89Sr, 90Sr), yodo (129I, 131I), plutonio (239Pu, 240Pu), 241Am, 228Ac, 60Co, cesio (134Cs, 137Cs), tritio (3H) , 14C y 222Rn. Los análisis específicos se realizan sobre muestras acumuladas obtenidas a partir de las muestras mensuales, de forma que son enteramente representativas del agua de la red de distribución en las zonas Ter y Llobregat. Se realizan 1 o 2 análisis anuales según los isótopos. Se han realizado durante los años indicados del orden de 500 muestras y 1400 determinaciones . Las determinaciones de radiactividad se han llevado a cabo, en función de los isótopos a determinar, con detectores proporcionales a flujo de gas, equipos de espectrometría gamma y de espectrometría alfa, detector de centelleo líquido y detectores de centelleo de SZn. Todos los procedimientos de ensayo fueron validados de acuerdo con los requisitos de calidad que establece la norma ISO 17025(8).

RESULTADOS

Actividad alfa total El nivel de radioactividad alfa global de todas las muestras procedentes del sistema del río Llobregat (SJD-Ri, LLOB-Or y ABR-Or) están comprendidas entre < 0,02 y 0,11 Bq/L. No se observan diferencias significativas entre las muestras procedentes de los acuíferos del río y el agua de superficie, ni tampoco entre las muestras de la red de distribución y el agua cruda. En las muestras procedentes del río Ter (TER-Or), los resultados se encuentran comprendidos en el margen < 0,02 a 0,04 Bq/L, estando la mayoría de ellos por debajo del límite de detección indicado. Actividad Beta total y Beta resto La actividad beta total de todas las muestras procedentes del Llobregat es alta con un valor medio en estos años de 1,12 Bq/L para el agua del rio en S.J.Despí y de 1,11 Bq/L en el agua de distribución, tratada. El tratamiento de la planta Abrera (percloración, floculación y filtración por arena) y el tratamiento de la planta de S.J.Despí (percloración, floculación, ozonización y filtración con carbón activo) parece no afectar a los resultados de actividad alfa y beta total del río Llobregat. Los valores medios anuales del agua del río Llobregat, están estabilizados y no se detecta ninguna tendencia relevante tras la puesta en funcionamiento del colector de salmueras en 1990, que produjo un descenso importante del nivel de actividad. Los valores medios mensuales de todas las muestras procedentes del sistema del Llobregat son del mismo orden, si bien en el agua del propio río se observan mayores variaciones puntuales debido al irregular régimen hidrodinámico del mismo. En ocasiones, las roturas que se producen puntualmente en el colector de salmueras provocan puntas de concentración de sal en el río, que suelen durar 2 o 3días.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

Ene. Feb. Mar. Abr. May. Jun. Jul. Ago. Sep. Oct. Nov. Dic.

Act

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)

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Figura 2. Influencia del caudal del río Llobregat en la actividad Beta total ((Año 2000)

0

0.3

0.6

0.9

1.2

1.5

1.8

Ene. Feb. Mar. Abr. May. Jun. Jul. Ago. Sep. Oct. Nov. Dic.

Act

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)

Agua rio Llobregat (SJD-Ri)Agua distribución rio Llobregat (LLOB-Or)caudal (m3/s)

Figura 3. Influencia del caudal del río Llobregat en la actividad Beta total (Año 1999) La figura 2 corresponde a una situación extrema de un incidente en el sistema colector con la destrucción de decenas de metros del colector de salmueras a causa de una riada que tuvo lugar en junio del año 2000. En el histograma de la figura se observa un aumento brusco de la actividad beta total en el agua de río en dicho mes. Sin embargo, observando el histograma del agua de la red de distribución, se observa también un máximo en el mismo mes, pero menos pronunciado. Ello se debe a que durante estos episodios de salinidad se aumenta el porcentaje de agua de pozos que capta la Sant Joan Despí WTP3, o incluso, se detiene temporalmente la captación de agua superficial.

La rotura del colector coincidió con un periodo de fuertes lluvias y el consiguiente aumento del caudal del río, lo cual produjo un suavizado de los efectos. No obstante, en condiciones normales, se ha comprobado que el caudal no influye de forma importante en la salinidad y la actividad beta total,

como se desprende de los valores del mes de diciembre de la figura 3, en donde se presentan los valores correspondientes al año 1999. La actividad beta total de todas las muestras procedentes del Llobregat, es debida prácticamente en su totalidad al 40K, tal como puede observarse en la figura 4. En dicha figura se presenta a título de ejemplo la relación existente entre la actividad beta total y el 40K en muestras recogidas el año 2000. Los coeficientes de correlación entre ambos parámetros son de 0,990 y 0,978 para el agua del río Llobregat y para el agua de distribución respectivamente.

0

20

40

60

80

100

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Actividad Beta Total (Bq/L)

Pota

sio

(mg/

L)

Agua distribución rio LlobregatAgua rio Llobregat

Figura 4. Relación entre la actividad Beta total y la concentración de potasio en las aguas del río Llobregat La actividad beta total del agua de distribución de la zona del río Ter (TER-Or) presenta valores más bajos, con un valor medio en estos años de 0,17 Bq/L. Estos valores de actividad están de acuerdo con el bajo contenido en K-40 de estas aguas, tal como se ha comentado anteriormente. Los valores de actividad beta resto para el agua distribuida a Barcelona precedente de los dos ríos es inferior a 0,03 Bq/L.

Actividad de emisores gamma En el espectro gamma de las muestras de distribución Llobregat (LLOB-Or) se observa siempre la señal correspondiente al 40K con una intensidad que corresponde, en la mayoría de los casos, al rango 0,7 -1,3 Bq/L. En algunas ocasiones se detectan pequeñas concentraciones de otros isótopos naturales ligeramente por encima del límite de detección de la técnica de medida: 212Bi (0,19 – 0,26 Bq/L), 214Bi

(0,02 – 0,05 Bq/L), 212Pb (0,03 Bq/L), 214Pb (0,03 – 0,11 Bq/L), 228Ac (0,04 – 0,06 Bq/L); y ocasionalmente 208Tl (0,02 – 0,03 Bq/L) y 7Be (0,25 Bq/L). En las aguas de distribución Ter (TER-Or) solamente se detecta 40K a un nivel de 0,10-0,20 Bq/L. En los dos tipos de agua, en ningún caso se han detectado isótopos de origen artificial. Análisis específicos y Dosis Indicativa Total Los isótopos más habituales detectados en la zona Llobregat son el 234U, 238U y 226Ra . Los valores obtenidos en el periodo estudiado están comprendidos entre 0,039 y 0,059 Bq/L para el 234U; 0,028 y 0,041 Bq/L para el 238U y 0,003 y 0,010 Bq/L para el 226Ra. En la zona Ter destacan los mismos isótopos pero a niveles inferiores: entre 0,008 y 0,018 Bq/L para el 234U; 0,005 y 0,012 para el 238U y inferior a 0,003 para el 226Ra respectivamente. Para el resto de los isótopos analizados no se detecta actividad superior a los límites de detección. Desde el año 1998 y a partir de los resultados de radiactividad de los isótopos específicos, se ha calculado la Dosis Indicativa Total Total, a partir de los factores de conversión de dosis contemplados en el “Reglamento sobre protección sanitaria contra las radiaciones ionizantes”(9). Los valores de dosis calculados son del orden de 2,5.10-3 - 3,3.10-3 mSv/año para el agua del río Llobregat y del orden de 3.10-4 – 7.10-4 mSv/año para la del Ter.

CONCLUSIONES En el periodo indicado, 2001-2005, la actividad beta total en las aguas del río Llobregat presenta un valor medio de 1,1 Bq/L, mientras que en el río Ter la actividad es más baja, con un valor medio de 0,16 Bq/L. En ambos casos dicha actividad es debida casi totalmente al 40K. De acuerdo con los resultados obtenidos, el tratamiento realizado en las plantas de depuración, no afecta a los contenidos radiactivos de las aguas. La actividad alfa total proveniente del río Llobregat está comprendida entre < 0,02 y 0,11 Bq/L; y la del río Ter entre < 0,02 y 0,04 Bq/L. Los isótopos 238U, 234U y 226Ra son los principales contribuyentes a la radiactividad alfa de estas aguas, no habiéndose

detectado concentraciones significativas de otros isótopos de origen natural o artificial. A partir de los resultados de radiactividad de los isótopos específicos se ha calculado el valor de la Dosis Indicativa Total, siendo del orden de 3.10-3 mSv/año para el agua del río Llobregat y del orden de 3.10-4 – 7.10-4 mSv/año para la del Ter. El estudio realizado ha puesto de manifiesto que los niveles de radiactividad de las aguas de suministro a la zona metropolitana de Barcelona, cumplen con las normativas a nivel nacional e internacional relativas a la calidad del agua de consumo humano.

AGRADECIMIENTOS

Este estudio ha sido posible gracias a la financiación de la Fundación AGBAR. Los autores agradecen a Jesús Soler (Aigües de Barcelona), Sonia Blázquez y Silvia Pérez (INTE-UPC) por su asistencia en los trabajos de muestreo y análisis.

REFERENCIAS

1. Directiva 98/83/CE del Consejo, relativa a la calidad de

las aguas destinadas al consumo humano. Diario oficial de las Comunidades Europeas, pag. L330/32-L330/54 (1998).

2. Real Decreto 140/2003, del 7 de febrero, por el que se establecen los criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano. BOE Nª 45, (2003) 7228-7245

3. Propuesta conjunta del Ministerio de Sanidad y consumo y Consejo de Seguridad Nuclear, sobre el protocolo de actuación para el control de la radiactividad en el agua de consumo humano, en cumplimiento con la Directiva 98/83/ce y el RD 140/2003 (2003)

4. OMS. Organización mundial de la Salud. Guidelines for drinking water quality. Recommendations. Vol. 1. 3 ed., Geneve (2000) 197.

5. Ortega, X; Vallés, I; Isamat, F.X; Perramón, J; and Salvatella, N. Study of the radioactive contents in Barcelona’s water supply during 1986. Acqua, (1988) 5, 300-305

6. Ortega, X; Vallés, I; Serrano, I. “Study of the radioactivity of public waters supply in Catalonia analysed between 1986 and 1994. Actas de la XXl Reunión Anual de la SNE. ISSN/ISBN: M-35131, Senda Editorial (1996), 29-94.

7. Ortega, X; Vallés, I; Serrano, I. Natural radioactivity in drinking water in Catalonia (Spain). Environment Internationa, Vol 22, Supp. 1, (1995) 347-354

8. ISO/IEC 17025: 2005. General requirements for the competence of testing and calibration laboratories (2005)

9. Real Decreto 783/2001

REDUCCIÓN DE LA DOSIS POR INGESTA TRAS LA ADECUADA POTABILIZACIÓN DE LAS AGUAS

A. Baeza1, A. Salas1 y F. Legarda2

1 Laboratorio de Radiactividad Ambiental, Departamento de Física Aplicada, Universidad de Extremadura. Avda. de la Universidad s/n 10071 Cáceres. 2 Departamento de Ingeniería Nuclear

y Mecánica de Fluidos Universidad de País Vasco. Alameda de Urquijo s/n 48013 Bilbao.

INTRODUCCIÓN

La disponibilidad de unos recursos hídricos de la

calidad adecuada resulta imprescindible para garantizar la supervivencia de una colectividad, o al menos, para conseguir un cierto estándar en su calidad de vida. Esta calidad puede perderse por muchos motivos, uno de los cuales es la contaminación radiactiva de los citados recursos. Por un lado, dadas las características climatológicas que son comunes a una gran parte de nuestro País, con la existencia de períodos prolongados de sequía, unidos a una creciente demanda de recursos hídricos, obligan con cierta frecuencia a un uso progresivo de las aguas subterráneas, las cuales, dependiendo de las características geológicas de los suelos de donde se extraigan, pueden poseer unos relativamente altos contenidos de radionucleidos pertenecientes a las series radiactivas del Uranio y del Torio1, cuya presencia debería limitarse a valores tan bajos que permita calificarlos como absolutamente despreciables desde la óptica de la protección radiológica.

Para la realización de este trabajo, hemos seleccionado cuatro zonas geográficas en las que estudiar el presumiblemente elevado contenido radiactivo natural que deben existir en algunas de sus aguas, así como hemos diseñado un procedimiento para eliminarlos con la máxima eficiencia posible durante su potabilización, respetando en cualquier caso que las características físico químicas y organolépticas de las aguas así obtenidas satisfagan los requisitos establecidos por la legislación vigente2.

Para la selección de las ubicaciones en donde pueden existir aguas de consumo público con elevadas actividades radiactivas naturales, se ha utilizado el conocimiento previo existente, propio o de otras instituciones, como el Consejo de Seguridad Nuclear3, sobre los niveles radiactivos de los suelos presentes en los entornos de los acuíferos a muestrear. Así, se han considerado objeto de estudio las regiones uraníferas y graníticas de España y en

concreto las de la Comunidad Autónoma de Extremadura (A1 y A2), el conjunto castellano constituido por Toledo y Ávila (B1 y B2), la provincia de Salamanca (C1 y C2) y el conjunto gallego constituido por Pontevedra-Lugo-Orense (D1 y D2). La ubicación aproximada de todos estos puntos se corresponden con las zonas en las que según el proyecto Marna3 se detectan los valores mas elevados de la tasa de dosis gamma de origen natural. Ver figura 1.

Figura 1. Zonas estudiadas: A) zona Extremadura; B) zona Ávila-Toledo; C) zona Salamanca; D) zona Galicia.

PROCEDIMIENTO EXPERIMENTAL.

Ensayos de coagulación-floculación realizados en el laboratorio.

Las aguas aquí estudiadas, antes de su consumo por las respectivas poblaciones, solo son sometidas a un proceso de postcloración simple con hipoclorito sódico, lo cual produce un efecto nulo sobre el contenido radiactivo que poseen en disolución. En el presente trabajo, hemos ensayado en el laboratorio la aplicación a las mismas de un proceso de potabilización calificable de completo, con el fin de

D

CB

A

analizar la influencia que éste tiene en la eliminación de los radionucleidos naturales que pueden poseer.

Una vez definidos los coagulantes a emplear y conocidas las concentraciones que debían utilizarse4,5, se realizaron los ensayos jar test de acuerdo con la norma ASTM D2035-80 “Standard practice for coagulation-flocculation jar test of water”6. La finalidad de dichos ensayos fue la de evaluar para cada agua, cada coagulante, pH y floculante, los valores idóneos de los mismos, en el sentido de que con ellos se maximice la descontaminación radiactiva de las aguas seleccionadas.

Ensayos en planta piloto.

Con el objeto de verificar la reproducibilidad sobre grandes volúmenes de agua, de los resultados obtenidos en el laboratorio para las distintas aguas estudiadas, hemos desarrollado una serie de experiencias a mayor escala que permiten determinar la descontaminación que se obtiene para los radionucleidos de origen natural que estas aguas contienen. Para ello, hemos utilizado una planta piloto que consta de dos bidones de 200 litros cada uno, en donde se almacena el agua que alimenta al sistema, un decantador cilíndrico-cónico, en donde se realiza el proceso de coagulación-floculación, y un filtro de arena que finaliza el proceso.

La dosificación, tanto del coagulante como del floculante, es efectuada mediante bombas dosificadoras de émbolo y la regulación del valor de pH se realiza mediante un sistema automático provisto de un electrodo de medida y una bomba dosificadora, también de émbolo.

La filtración es llevada a cabo a través de un filtro, de 30 cm de grosor, con arena de sílice de 1.2 mm de tamaño efectivo.

Las dimensiones del decantador cilíndrico-cónico fue calculado utilizando el código Fluent de dinámica de fluidos computacional, para un caudal máximo de tratamiento de 35 Lh-1 con una velocidad ascensional de 0.5 mh-1. En el presente estudio se empleó un caudal de 15 Lh-1, para mejorar en lo posible la separación de flóculos.

Para que la planta piloto funcione en estado estacionario de decantación, previo a la realización de los ensayos propiamente dichos, se la hizo funcionar durante 3 días en continuo. Transcurrido ese tiempo, el agua de alimentación pasa a ser el objeto de nuestro estudio, ajustando su pH a 6. Durante las primeras tres horas y media de funcionamiento con dicha agua, tiempo necesario para efectuar casi 2

renovaciones completas del volumen del decantador, no se recolecta ninguna muestra, dado que se está renovando el agua en el decantador y, una vez pasado ese tiempo se empieza a recoger, para su análisis, muestras del agua una vez tratada. Es decir, se recolectan dichas aguas, a razón de una alícuota cada 15 minutos.

RESULTADOS Y CONCLUSIONES Caracterización físico químicas de las aguas.

En este trabajo, hemos analizado las características físico químicas de las aguas que hemos ensayado, ya mediante ensayos a nivel de laboratorio o con los ensayos efectuados en planta piloto.

Con dichas características físico químicas, hemos efectuado los correspondientes diagramas de Piper (figura 2 y 3), con el fin de tener una perspectiva conjunta de las características de las aguas con las que hemos ido trabajando, intentando en todo caso abarcar la mayor parte de la casuística previsiblemente existente para las mismas en nuestro País. Los diagramas de Piper nos indican que todas las aguas ensayadas, respecto a los cationes que estas presentan, pueden calificarse de mixtas, exceptuando dos aguas sódico-magnésicas, una de la zona Ávila-Toledo y otra de la zona Galicia. Por lo que respecta a los aniones predominantes en las aguas, todas las aguas son carbonatadas, exceptuando un agua de la zona Galicia que es clorurada y tres aguas mixtas de las zonas Ávila-Toledo, Salamanca y Extremadura.

Figura 2.- Principales cationes en las diferentes aguas estudiadas.

Figura 3.- Principales aniones en las diferentes aguas estudiadas.

Condiciones óptimas encontradas en el laboratorio. La realización de los ensayos de coagulación

floculación o ensayos jar-test, dieron como resultado una serie de condiciones experimentales que se muestran en la tabla 1. Como puede observarse en la misma, se puede afirmar que desde un punto de vista radiológico, las mejores reducciones de dosis por ingesta se producen al emplear coagulantes en base hierro, a pH 6 y con floculantes aniónicos. Para valorar los límites de aplicación de la afirmación anterior, es preciso tener en cuenta que la principal contribución a la radiactividad natural de las aguas

estudiadas es debida a radioisotopos del uranio, y en menor medida a los del radio.

Planta piloto.

En los ensayos efectuados en la planta potabilizadora a escala, se han empleado las condiciones óptimas encontradas en los ensayos de coagulación floculación efectuados en el laboratorio. Los resultados obtenidos se muestran resumidos en la tabla 2. En ella podemos observar la gran reducción producida en la dosis por ingesta de agua que se obtiene después de aplicar el tratamiento de potabilización propuesto, empleando las condiciones anteriormente citadas. Tanto es así, que el proceso realizado en la planta potabilizadora a escala incluso mejora los resultados obtenidos en los ensayos efectuados en el laboratorio. Esto puede deberse a dos razones principales: la primera, porque la adsorción es mayor, ya que el agua está en contacto con una mayor cantidad de flóculos, los que se están formando y los ya formados, y la segunda porque el proceso de coprecipitación está beneficiado al haber una gran cantidad de precipitado ya formados, que actúan como núcleo de condensación en la formación de los nuevos precipitados.

A la vista de los resultados, podemos concluir que mediante la utilización del tratamiento de potabilización propuesto se puede garantizar la práctica eliminación de la dosis incorporada por ingesta, consiguiéndose para todas las aguas estudiadas una eliminación media del 89%.

Agua pHs de trabajo Coagulantes Floculantes

Acondicionamiento del

pH 6 Sulfato férrico (114 mg/L) Prosedim ASP25 (0.3 mg/L) HCl Zona

Extremadura 6 Sulfato férrico (114 mg/L) Prosedim ASP25 (0.3 mg/L) HCl 6 Sulfato férrico (114 mg/L) Prosedim ASP25 (0.3 mg/L) HCl Zona Ávila-

Toledo 6 Sulfato férrico (114 mg/L) Prosedim ASP25 (0.3mg/L) HCl 6 Sulfato férrico (110 mg/L) Prosedim ASP25 (0.25mg/L) NaOH Zona

Salamanca 6 Sulfato férrico (110 mg/L Prosedim ASP25 (0.25mg/L) HCl 6 Sulfato férrico (110 mg/L Prosedim ASP25 (0.25mg/L) - Zona Galicia 6 Sulfato férrico (110 mg/L Prosedim ASP25 (0.25mg/L) HCl

Tabla 1: Condiciones de trabajo óptimas para la realización de los ensayos de coagulación-floculación, para las aguas analizadas en este estudio.

Agua Antes del tratamiento

Dosis por ingesta (mSvaño-1 adulto)

Después del tratamiento Dosis por Ingesta (mSvaño-1 adulto)

Reducción Dosis (%)

0.25 0.0076 97 Zona Extremadura 0.056 0.0062 86 0.018 0.0068 63 Zona Ávila-Toledo 0.029 0.0073 74 0.036 0.00036 95 Zona Salamanca

0.0068 0.00031 99 0.038 0.00046 99 Zona Galicia 0.11 0.0019 98

Tabla 2: Resultados obtenidos en planta piloto (dosis y reducción de esta).

AGRADECIMIENTOS

El presente trabajo forma parte del proyecto titulado “Adecuación de los sistemas de potabilización radiológica del agua”, cofinanciado por el Consejo de de Seguridad Nuclear y la Empresa Nacional de Residuos Radiactivos, sin cuyo apoyo este estudio no habría sido posible llevarlo a cabo.

REFERENCIAS 1. Ivanovich M., Harmand R.S. “Uranium Series

Disequilibrium. Applications to Environmental Problems”. Clarendon Press Oxford, Great Britain, 1982.

2. Real Decreto 140/2003 de 7 de febrero “Criterios sanitarios de la calidad del agua de consumo humano”. Boletín Oficial del Estado n° 45 de 21 de Febrero de 2003, Madrid, p. 7228.

3. Suarez E., Fernández J.A., Baeza A., Moro Mª.C., García

D., Moreno J., Lanaja J.Mª.Proyecto Marna, Mapa de radiación gamma natural. Documento técnico 5. Consejo de Seguridad Nuclear. Madrid. 2000.

4. “Estudio de la adaptación de los procedimientos tipo de potabilización para aumentar la eficacia de la descontaminación radiactiva de los recursos hídricos”. Proyecto número 1FD97-0099. Proyecto cofinanciado entre el Plan Nacional de I+D y los Fondos FEDER. 1-11-1998 al 31-10-2001.

5. “Diseño de procesos de potabilización que eliminen contenidos radiactivos en aguas de Extremadura”. Proyecto financiado por la Consejería de Sanidad y Consumo de la Junta de Extremadura, 2002.

6. ASTM, American Society for Testing and Materials. A standard practice for coagulation-floculation Jar test of water, Designation D 2035-80, USA, 1980.

RESULTADOS DEL ESTUDIO DE LA CORRELACIÓN ENTRE LA TASA DE DOSIS Y LA PLUVIOMETRÍA REGISTRADAS EN LA RED DE

VIGILANCIA RADIOLÓGICA DE LA COMUNIDAD AUTÓNOMA DEL PAÍS VASCO

N. Alegría, M. Herranz y F. Legarda

Departamento de Ingeniería Nuclear y Mecánica de Fluidos. Universidad del País Vasco. Escuela Superior de Ingenieros. Alameda de Urquijo s/n, 48013 Bilbao

Tel: 946017279; FAX: 946014159. email: natalia.alegria@ehu.es

INTRODUCCIÓN Tras la constitución de la Red de Vigilancia Radiológica de la Comunidad Autónoma del País Vasco durante el año 2001 se ha ido generando un histórico de medidas radiológicas y de medidas meteorológicas registradas simultáneamente y en continuo las 24 horas del día y a partir de ellas se han estudiado las relaciones existentes entre ambos tipos de magnitudes. En estudios previos realizados por distintos autores se constata la existencia de una relación entre la tasa de dosis y la pluviometría y se han intentado, con validez muy limitada (1-7) algunas correlaciones. Por ello se inició este estudio, para obtener un modelo que pueda predecir la variación de la tasa de dosis en función de la pluviometría. Este estudio ha tenido varias fases de desarrollo: - En la primera (8) se obtuvo que el aumento de la tasa de dosis no es proporcional al montante pluviométrico registrado ya que el coeficiente de determinación es R2 2.0= y que era necesario estudiar por separado el comportamiento de la tasa de dosis en función del periodo en que se realizaban las medidas (Periodo Seco cuando no hay precipitación y Periodo Húmedo cuando sí hay precipitación) - En una segunda fase se determinó el Nivel de Alarma Base (8-12) y se observó que inmediatamente tras un periodo húmedo la tasa de dosis era más elevada de lo habitual, denominando Zona de Transición al intervalo de tiempo existente desde que cesa la precipitación hasta que el valor de la tasa de dosis vuelve a tener su valor normal, el de periodo seco.

- En la tercera fase (12) se modeló el comportamiento del radón y sus descendientes en la atmósfera tomando por separado la fracción contenida en el aire y la contenida en el agua de lluvia y se obtuvieron las ecuaciones que representan esas situaciones, aplicando el modelo a casos en el que tras un número de registros consecutivos sin precipitación que permita asegurar la independencia de dos episodios de lluvia se habían producido uno o varios registros consecutivos con precipitación. - Finalmente siguiendo esta metodología, y tras estudiar todos los casos en los que se inicia la precipitación cuando la posible influencia del episodio de precipitación anterior se ha extinguido (12) se ha verificado la capacidad del modelo para representar las variaciones experimentales.

MODELO DESARROLLADO Con este modelo, que se muestra en la figura 1, AIRE AGUA

?

C

C+

zzC δ

∂∂

dt dV

Ca+

zz

Ca δ∂

∂

Ca

Desintegración Desintegración

Formación Formación

Figura 1

las ecuaciones resultantes para ambos compartimentos, aire y agua, tras haber realizado una

serie de simplificaciones al modelo general (12) son las siguientes: Aire:

( ) iiiii

ii CC

zCv

tC ⋅Λ+−⋅+

∂∂⋅=

∂∂

−− λλ 11

Donde iC es la concentración de actividad del radionucleido i, iλ es la constante de desintegración del radionucleido i y Λ es el coeficiente de washout. Agua:

VCCC

zC

pt

Ciaiaaii

aiai τλλ ⋅⋅Λ+⋅−⋅+∂

∂⋅=

∂∂

−− 11

Donde aiC es la concentración de actividad del radionucleido i, p es la velocidad de caída de la gota, τ es el volumen de control, V es el volumen de agua. Las entradas al programa, para poder realizar los consiguientes cálculos son: - El tiempo de simulación - El número de intervalos de lluvia - Los valores de los registros pluviométricos - El valor de la altura desde donde comienzan a

descender las gotas de agua - El intervalo de z - El valor del coeficiente de washout La condición inicial en este caso es el conjunto de valores de la concentración de actividad en función de la altura, expresado en Bq/m3, de 222Rn y de sus descendientes 218Po, 214Pb y 214Bi en el momento de iniciarse la precipitación y que se habrán obtenido a partir de los valores de concentración de actividad en la atmósfera proporcionados por Jacobi (13) y Lupu (14,

15) en condiciones de turbulencia normal que se consideran condiciones estándar. Las condiciones de contorno en este caso expresan que el agua que comienza a descender en la atmósfera, en la que se considera una cierta columna de aire, entra en esta columna carente de radionucleidos y que el caudal de agua que atraviesa esa columna es igual a la precipitación registrada. A la altura a partir de la cual comienzan a descender los radionucleidos responsables del incremento de la tasa de dosis se le denominó Altura Efectiva. El valor de esa Altura Efectiva es el valor de la altura de la base de las nubes proporcionado tanto por el Instituto Nacional de Meteorología (16) como por el Servicio Nacional del Clima de los Estados Unidos de Norteamérica “National Weather Service” (17).

El cálculo se inicia considerando que las primeras gotas de agua comienzan a caer desde la altura introducida hasta el suelo. Debido a que las estaciones radiológicas miden y registran los valores cada 10 minutos, las estaciones meteorológicas miden y registran durante ese mismo intervalo y por ello se ha considerado que cada periodo de lluvia dura 10 minutos y en el momento en que concluyen los primeros se considera que empieza el segundo periodo de lluvia. A partir de aquí hay que considerar tres posibilidades: - Que los 2 intervalos de lluvia tienen el mismo

registro pluviométrico - Que el segundo intervalo de lluvia tiene una

pluviometría inferior a la del primero. - Que el segundo intervalo de lluvia tiene una

pluviometría superior a la del primero. El diagrama de flujo de esta situación se muestra en la figura 2.

Intervalo de lluvia (P1)

Intervalo de lluvia siguiente (P2)

Si P2>P1 Si P2<P1

Misma forma de descenso

Las gotas de P2 llegan antes que

las de P1

Las gotas de P1 llegan antes que

las de P2

Figura 2

Cuando el caso de lluvia estudiado tiene más de 2 intervalos de precipitación, después de cada periodo de lluvia deben considerarse las 3 posibilidades representadas en el diagrama de la figura 2.

Una vez que se ha producido la precipitación, el agua se deposita en el suelo. Entre este agua de lluvia depositada y el suelo se produce un fenómeno de contacto (18), en forma de menisco, en el que existe una relación entre el ángulo de contacto, entre la lámina de agua y el suelo, y la altura del agua que se ha depositado sobre el suelo. A la altura máxima de agua de lluvia que se acumula sobre el suelo se le denomina nivel de depósito. En el caso considerado, que corresponde a agua de lluvia que se deposita sobre un suelo no liso y que tiene impurezas, los ángulos varían entre 45 y 90º (18) y la altura alcanzada varía entre los 2.5 y los 3.5 mm. Para validar estas alturas calculadas se han realizado varias medidas in-situ tras distintos episodios de lluvia obteniéndose un valor medio de 3 mm. En caso de superar esta altura de agua depositada se producirá un vertido por los vertederos ya que considerar que el nivel del agua depositado sobre el suelo se mantiene constante a lo largo del tiempo no parece una suposición muy adecuada y por lo tanto debe reflejarse de alguna manera la evacuación que se produce. Concretamente la azotea donde se encuentra situado el detector de Bilbao tiene 2 desagües circulares de diámetro 0.11 m. Aplicando la ecuación de conservación de la masa que se emplea para el cálculo de vertederos de pared delgada (19) se puede determinar la relación existente entre la altura y el caudal evacuado por dichos desagües. Y esa relación ha sido introducida también en el cálculo. Finalmente, después de obtener tanto la concentración del radón y de sus descendientes en el volumen de aire como en el volumen de agua, y teniendo en cuenta lo explicado, se calcula la actividad de estos radionucleidos que se acumula a la altura de la azotea, mediante la ecuación:

DAQAtA

iiiiiii −⋅+⋅+⋅−=

∂∂

−− 11λλλ

Donde iA es la actividad del radionucleido i depositada en la azotea por unidad de superficie, iQ es la actividad del radionucleido aportada por el descenso del mismo por unidad de superficie y D es la actividad transportada por el vertido.

Por último, multiplicando la actividad de los descendientes por los factores de paso a dosis (20) y por el flujo obtenido mediante MCNP (21) se obtiene el valor de la tasa de dosis producida debido a la precipitación.

RESULTADOS Entre todos los resultados obtenidos a continuación se muestran unos ejemplos: Este primer ejemplo, cuya representación se muestra en la figura 3, cumple las siguientes características: - Nº de intervalos de precipitación: 3 - Montante de lluvia: 0.7, 2.2 y 0.2 l/m2 - Altura Efectiva medida: 304.8 ± 30.5 m, debido a

que el nefobasímetro mide con un error del 10% - Altura Simulada: 300 m - Evacuación: debido a que se supera el nivel de

depósito de 3 mm, en este caso se considera evacuación.

- Fin del periodo de transición: 10 % del incremento, ya que cuando el incremento de la tasa de dosis desciende por debajo de ese valor puede considerarse que el incremento es debido a carácter aleatorio.

0

0,001

0,002

0,003

0,004

0,005

0,006

0,007

0,008

0,009

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

registros

uSv/

h

Medido Calculado

Figura 3 Este segundo ejemplo, cuya representación se muestra en la figura 4, cumple las siguientes características: - Nº de intervalos de precipitación: 4 - Montante de lluvia: 0.5, 0.2, 0.9 y 0.4 l/m2 - Altura Efectiva medida: 304.8 ± 30.5 m - Altura Simulada: 300 m

- Evacuación: este caso se observa claramente que hay un problema de atasco del desagüe que impide la salida del agua y por eso se han representado en la figura 4 los valores medidos, los valores calculados sin considerar evacuación y considerando que hay evacuación. - Fin del periodo de transición: 10 % del incremento

0

0,002

0,004

0,006

0,008

0,01

0,012

0,014

0,016

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

medida sin evacuación con evacuación

Figura 4 En el segundo ejemplo, a partir del intervalo 8 se observa un incremento del valor de la tasa de dosis medida con respecto el valor calculado sin evacuación. Este incremento, que se muestra en la figura 5, se estima que puede haber sido originado por un aporte pluviométrico, que al ser inferior al límite detectado por el pluviómetro, no se ha registrado. Esto parece recomendar el empleo de pluviómetros de mayor sensibilidad.

0,00E+00

5,00E-04

1,00E-03

1,50E-03

2,00E-03

2,50E-03

3,00E-03

3,50E-03

4,00E-03

8 9 10 11 12 13 14

Figura 5

Este tercer ejemplo, cuya representación se muestra en la figura 6, cumple las siguientes características: - Nº de intervalos de precipitación: 3

- Montante de lluvia: 0.7, 0.2, y 0.1 l/m2 - Altura Efectiva medida: 487 ± 48.7 m - Altura Simulada: 500 m - Evacuación: en este caso se ha considerado evacuación.

0

0,001

0,002

0,003

0,004

0,005

0,006

0,007

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

registros

uSv/

h

Medido Calculado

Figura 6 En este tercer ejemplo se observa, que la tasa de dosis medida muestra un incremento que no tiene justificación, pero que puede tener su origen en un episodio pluviométrico no registrado.

CONCLUSIONES Tras finalizar el estudio de la correlación entre la tasa de dosis y la pluviometría se puede concluir afirmando que el modelo predice con bastante exactitud el incremento de la tasa de dosis en función del montante de la precipitación.

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