Verbesserung und Einsatz von Echtzeit- Exposimetern zur Bestimmung individueller Radonexpositionen

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1 Verbesserung und Einsatz von Echtzeit- Exposimetern zur Bestimmung individueller Radonexpositionen Dissertation Frank Karinda

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3 TECHNISCHE UNIVERSITÄT MÜNCHEN Helmholtz Zentrum München Verbesserung und Einsatz von Echtzeit-Exposimetern zur Bestimmung individueller Radonexpositionen Frank L. Karinda Vollständiger Abdruck der von der Fakultät für Physik der Technischen Universität München zur Erlangung des akademischen Grades eines Doktors der Naturwissenschaften (Dr. rer. nat.) genehmigten Dissertation. Vorsitzender: Prüfer der Dissertation: Univ.-Prof. Dr. H. Friedrich 1. Hon.-Prof. Dr. H. G. Paretzke 2. Univ.-Prof. Dr. St. Paul Die Dissertation wurde am bei der Technischen Universität München eingereicht und durch die Fakultät für Physik am angenommen.

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5 Inhaltsverzeichnis 1.) EINLEITUNG VORKOMMEN UND PHYSIKALISCHE EIGENSCHAFTEN VON RADON DIE FOLGEPRODUKTE DES RADONS BEGRIFFE UND EINHEITEN IM RADONSTRAHLENSCHUTZ EPIDEMIOLOGISCHE STUDIEN Uranbergarbeiter Epidemiologische Studien zu Radonwirkungen in Wohnräumen INHALATIONSDOSIS BERECHNUNG VON RADON UND SEINEN FOLGEPRODUKTEN ) ENTWICKLUNG DES RADONGAS-EXPOSIMETERS MESSPRINZIP DESIGN DER PILOTVERSION DES EXPOSIMETERS DETEKTOREN VERSTÄRKER Vorverstärker Impulsformer Nachverstärker KOMPARATOR MIKROCONTROLLER GEHÄUSE KALIBRATION BESTIMMUNG DES UNTERGRUNDS ) DESIGN DES VERBESSERTEN EXPOSIMETERS DETEKTOREN VERSTÄRKER Vorverstärker Impulsformer Nachverstärker KOMPARATOR MIKROCONTROLLER GEHÄUSE KALIBRIERUNG BEKANNTE PROBLEME ) PILOT-EINSÄTZE DES EXPOSIMETERS THORON-TEST (CHINA) ZEITVERHALTEN DER ZÄHLRATEN VERGLEICH DER ERGEBNISSE VON EXPOSIMETERN DER 1. UND 2. GENERATION ) MESSUNGEN VON PERSONENEXPOSITIONEN BAD GASTEIN WASSERWERK EINSATZ ALS RAUMLUFTKONZENTRATIONS-MONITOR ) MESSUNGEN VON INDIVIDUELLEN RADONEXPOSITIONEN GEMESSENE MITTLERE RADONKONZENTRATIONEN Radonkonzentrationen in den Wohnräumen Radonkonzentrationen in den Büroräumen Individuelle Exposition Abschätzung der individuellen Dosis durch Radonexposition VERGLEICH MIT DOSIMETRIE BEI EPIDEMIOLOGISCHEN STUDIEN ZUR BESTIMMUNG DER RADONKONZENTRATION Berechnung eines gewichteten Wohnungsmittelwerts Berechnung der eff. Dosis ohne Berücksichtigung der Exposition am Arbeitsplatz Korrektur der mittleren Radonkonzentration im Schlafzimmer für Zeiten der Anwesenheit

6 6.2.4 Bestimmung der Radonkonzentrationen in Wohnzimmern zu unterschiedlichen Tageszeiten Korrektur der effektiven Dosis aufgrund unterschiedlicher Atemraten ) ZUSAMMENFASSUNG UND SCHLUSSFOLGERUNG LITERATURVERZEICHNIS DANKSAGUNG ANHANG A ERGEBNISSE VON RAUMMESSUNGEN IM HMGU-INSTITUT FÜR STRAHLENSCHUTZ, NEUHERBERG ANHANG B PERSONENMESSUNGEN

7 1.) Einleitung Der Mensch ist ständig ionisierender Strahlung ausgesetzt. In Deutschland ist etwa die Hälfte der mittleren, jährlichen effektiven Strahlendosis auf zivilisationsbedingte Strahlenquellen zurückzuführen, wobei es sich zum überwiegenden Teil um medizinisch benutzte Strahlung handelt. Die zweite Hälfte der Strahlendosis stammt aus natürlichen Quellen. Von den verschiedenen natürlichen Strahlenquellen liefert die Inhalation von Radon und seinen Folgeprodukten den mit Abstand größten Beitrag (siehe Abb. 1.1). Durch eine Verminderung der Radonexposition ist also auch eine merkliche Verringerung der Strahlendosis und der damit möglicherweise verbundenen Gesundheitsrisiken zu erreichen. Zivilisatorische Strahlenexposition Medizin (2,0 msv) Forschung,Technik, Haushalt (< 0,01 msv) Tschernobyl (<0,015 msv) Atombombenfallout (<0,01 msv) Kerntechnische Anlagen (<0,01 msv) Natürliche Strahlenexposition Inhalation (1,1 msv) direkte kosmische Strahlung (0,3 msv) direkte terrestrische Strahlung (0,3 msv) Nahrung (0,3 msv) Abbildung 1.1 : Mittlere effektive Jahresdosis durch ionisierende Strahlung in Deutschland *)Die über den Inhalationspfad verursachte Dosis ist zum größten Teil auf das Radon und seine Folgeprodukte zurückzuführen [7] 3

8 Abb. 1.1 zeigt die mittlere effektive Jahresdosis durch ionisierende Strahlung in Deutschland, aufgeteilt nach den verschiedenen Quellen. Da die, durch Inhalation von Radon verursachte, Dosis zum überwiegenden Teil in der Lunge deponiert wird, kann die Radon bedingte effektive Dosis der Lunge durch den Gewichtungsfaktor der Lunge (w = 0,12) geteilt werden, um die Organdosis zu erhalten. Es ergibt sich also eine mittlere jährliche Lungendosis von etwa 9,2 msv. Auch hierbei ist über die drei Bereiche der Lunge (Luftröhre, Bronchial- und Alveolarbereich) gemittelt. Epithelgewebe im Bronchialbereich können im Mittel durchaus 20 msv Dosis absorbieren. Die Radonkonzentration in Wohnräumen unterliegt einer extrem großen Variationsbreite, von wenigen Bq/m³ bis zu mehreren tausend Bq/m³. Dadurch unterliegt die durch Radon verursachte Dosis derselben Schwankungsbreite und Einzelfälle mit einer jährlichen Lungendosis in der Größenordnung von einem Sievert sind durchaus vorzufinden. 4

9 1.1 Vorkommen und physikalische Eigenschaften von Radon Das radioaktive Edelgas Radon ist überall auf der Welt vorzufinden. Es entsteht durch den Kernzerfall radioaktiver Radium-Isotope, die wiederum als Zwischenprodukte in der Zerfallsreihe des Urans und Thoriums entstehen. Aus dem Radium-226 entsteht Radon-222, aus Radium-224 das Radon-220. Im Allgemeinen ist bei der Bezeichnung Radon das Radonisotop 222 Rn gemeint, das Radonisotop 220 Rn ist unter dem Namen Thoron bekannt. Beide Radonisotope zerfallen weiter über verschiedene Isotope des Poloniums und Bismuts bis als Endprodukt stabiles Blei entsteht. Die aus dem Radon entstehenden Radionuklide (auch als Radonfolgeprodukte, -zerfallsprodukte oder töchter bezeichnet) sind Schwermetalle. Für den Strahlenschutz sind dabei die kurzlebigen Zerfallsprodukte 218 Po, 214 Po, 214 Pb und 214 Bi von besonderem Interesse. Abbildung 1.2 und 1.3. zeigen schematisch die Zerfallsreihen von 226 Ra und 224 Ra bis 206 Pb bzw. 208 Pb. Abbildung 1.2: Schema der Zerfallsreihe von Ra-226 [7]. Als Energie der Betastrahlung ist die Maximalenergie der emittierten Elektronen angegeben 5

10 Abbildung 1.3: Schema der Zerfallsreihe von Ra-224 [7]. Als Energie der Betastrahlung ist die Maximalenergie der emittierten Elektronen angegeben Seit der Entstehung der Erde befinden sich radioaktive Isotope in der Lithosphäre, darunter auch das langlebige Uran und somit auch das Radium. Die dabei auftretenden Konzentrationen im Gestein schwanken über weite Bereiche, sie hängen von verschiedenen gesteinsbildenden Prozessen ab, den geologischen Lagerbedingungen und den physikochemischen Eigenschaften der Radionuklide. [5] Ein Anteil des im Gestein entstandenen Radons gelangt in die Porenräume des Gesteins und der Böden. In der Bodenluft liegt das Radon typischerweise mit einer Konzentration von Bq/m³ vor. In manchen Gegenden sind allerdings auch Werte von 10 6 Bq/m³ und mehr zu finden. [29] Doch auch so hohe Konzentrationen entsprechen einer relativ kleinen Masse Radon. So entspricht z.b. eine Konzentration von 1 Mio. Bq/m³ in einem Volumen von 1 m³ einer Masse von 17,6 x 10-9 g [48]. Da Radon die typischen Eigenschaften eines Edelgases aufweist, ist es unsichtbar, geruchlos, frei von Geschmack, weder brennbar noch explosiv oder giftig. Die Radonkonzentration an der Erdoberfläche hängt neben dem Radiumgehalt des Bodens noch von mehreren weiteren Parametern ab, wie z.b. der Bodenbeschaffenheit und den meteorologischen Bedingungen. Im Mittel liegt die Radonkonzentration in Deutschland in der bodennahen Luft im Freien bei 10 Bq/m³. Das aus dem Erdreich austretende Radon kann sich jedoch insbesondere in Gebäuden, Höhlen und Bergwerken anreichern und dort zu erheblich 6

11 höheren Konzentrationen führen als im Freien. Ist ein Haus gegenüber dem Baugrund nur geringfügig undicht, verhält es sich so wie ein Abluftkamin und saugt damit die Bodenluft aus mehreren Metern Entfernung an. Zwar ist die Ausbreitungsgeschwindigkeit der Bodenluft im Allgemeinen recht gering (2-3 m pro Tag), doch können bei hohen Radonkonzentrationen im Baugrund bereits kleine Mengen an Bodenluft die Radonkonzentration im Haus erheblich erhöhen. Im Baumaterial entstehendes Radon wird ebenfalls in die Raumluft freigesetzt, doch ist in Deutschland die Erhöhung der Radonkonzentration durch Exhalation aus dem Baumaterial im Allgemeinen sehr gering. Da das Radon zum überwiegenden Teil aus dem Boden in die Häuser eindringt, ist i. A. die Radonkonzentration in den Kellerräumen (bzw. den untersten Ebenen des Gebäudes) am höchsten. Von dort aus verteilt sich das Radon im restlichen Gebäude. Die Konzentrationen in den höher liegenden Gebäudeteilen sind damit zum einen abhängig von der Luftbewegung im Haus. Dabei spielen die räumliche Aufgliederung des Gebäudes, meteorologische Einflüsse und die Temperaturverteilung im Gebäude eine Rolle. Zum anderen hängt die Radonkonzentration in Gebäuden sehr stark vom Austausch der Raumluft mit der Außenluft ab. Im Freien sind in der Regel nur geringe Radonkonzentrationen zu erwarten, so dass eine Erhöhung des Luftaustausches mit der Außenluft ( Lüftung ) zu einer Senkung der Radonkonzentration im Gebäude führt. In Abbildung 1.4 ist das Fluss-Schema und die generelle Radonkonzentrationsverteilung in Gebäuden exemplarisch dargestellt. Abbildung 1.4: Schematische Darstellung der Ausbreitung des Radons in Gebäuden [7] Da die Radonkonzentration im Gebäude von vielen Parametern abhängt und alle Gebäude individuelle Unterschiede aufweisen, ist es nicht möglich, von der Radonkonzentration eines Gebäudes direkt auf die der Nachbargebäude zu schließen. In den Jahren wurden im Auftrag der Bundesregierung in Deutschland Messungen der Radonkonzentration durchgeführt [59][60][61]. Dabei wurde in ca

12 Wohnungen die mittlere Radonkonzentration gemessen. Der dabei gefundene Median liegt bei 40 Bq/ m³. Allerdings hat man es nicht mit einer Gleichverteilung zu tun, so dass auch erheblich höhere Werte vorzufinden waren. In einigen Häusern wurden Radonkonzentrationen von mehreren tausend Becquerel pro Kubikmeter vorgefunden. Abbildung 1.5 zeigt die relativen Häufigkeiten der Radonkonzentrationen in Deutschland. Abbildung 1.5: Häufigkeitsverteilung der Radonkonzentration in deutschen Wohnräumen [7] 8

13 1.2 Die Folgeprodukte des Radons Bei den Zerfallsprodukten des Radons handelt es sich um metallische Radionuklide und nicht um Edelgase. Daher tritt nur das Radon selbst aus dem Boden aus. Das beim Zerfall eines Rn-Atoms entstandene 218 Po ist mit einer Wahrscheinlichkeit von 80%, augrund des Verlusts eines Hüllenelektrons, ein positiv geladenes Ion. Dieses 218 Po-Ion reagiert unmittelbar nach seiner Entstehung mit Wasserdampf und Spurengasen der Umgebungsluft. Es bildet mit diesem Molekülcluster mit Durchmessern von 0,5 bis 3 nm. Diese Cluster werden im Allgemeinen als unangelagerter Anteil f p (unattached fraction) bezeichnet. Tabelle 1.1: Daten von 226 Ra und seinen radioktiven Zerfallsprodukten [6]. Als Energie der Betastrahlung wird hier die Maximalenergie der emittierten Elektronen angegeben Die Molekülcluster zeichnen sich durch eine hohe Adsorptionswahrscheinlichkeit an Oberflächen aus. Dies führt dazu, dass der überwiegende Teil, der in der Luft entstehenden Radonfolgeprodukte primär an Aerosolteilchen der Größe 0,01-10 µm anlagert. Die Anlagerungsrate von freien Radonfolgeprodukten ist dabei abhängig von der Konzentration und Größenverteilung von Aerosolpartikeln in der Umgebungsluft. Zerfällt das 218 Po, reicht die beim Zerfall übertragene kinetische Rückstoß-Energie aus, um das 218 Po teilweise wieder vom Trägerpartikel abzulösen und es entsteht ein unangelagertes 214 Pb-Atom, ein Ion. 214 Pb hat eine acht mal längere Lebenszeit wie 218 Po. Daher sind bei typischen Aerosolpartikelkonzentrationen von ca Teilchen pro cm³ der überwiegende Teil (> 90%) des 214 Pb an Aerosolpartikel angelagert. 214 Bi und 214 Po sind bei solchen Partikelkonzentrationen fast vollständig angelagert, denn die Rückstoßenergie beim Beta-Zerfall ist zu klein um eine Ablösung vom Trägerpartikel herbeizuführen. 9

14 Ablösung durch α-rückstoß Ventilation Anlagerung an Aerosolpartikel 214 Pb Clusterbildung und Neutralisation Abscheidung an Oberflächen 218 Po 222 Rn Radon-Zufuhr Abbildung 1.6: Prozesse in Innenräumen, die die Konzentrationen der kurzlebigen Radonfolgeprodukte beeinflussen. Nun könnte man erwarten, dass sich wie bei allen radioaktiven Zerfallsketten, bei denen die mittlere Lebensdauer eines Gliedes der Zerfallskette wesentlich (hier Rn) größer ist als die der folgenden Zerfallsprodukte, nach einiger Zeit ein radioaktives Gleichgewicht zwischen Radon und seinen Folgeprodukten einstellt, so dass diese jeweils die selbe Konzentration aufweisen [39]. In einem geschlossenen, sehr großen Volumen ist das auch bei Radon nach einigen Stunden der Fall. (Bei Thoron kann aufgrund der relativ kurzen Lebensdauer ein solches Gleichgewicht nicht erreicht werden). In Gebäuden wird dieses Gleichgewicht zwischen Radon und seinen Folgeprodukten nicht erreicht, da sich aufgrund der Ventilation stets ein großer Teil der Folgeprodukte aus dem Raum entfernt oder sich an Wänden und anderen Oberflächen ablagert. Mitte des 20. Jahrhunderts konnte mit Hilfe von dosimetrischen Modellen gezeigt werden, dass nicht das Radon selbst, sondern seine kurzlebigen Folgeprodukte für die Induzierung von Lungenkrebs verantwortlich sind [25]. Denn während das Radongas nach dem Inhalieren fast vollständig wieder ausgeatmet wird, wird ein Teil der Folgeprodukte in der Lunge deponiert. Vor allem der unangelagerte Teil bleibt zum Großteil in der Lunge. Die kurzlebigen Radonfolgeprodukte 218 Po und 214 Po emittieren bei ihrem radioaktiven Zerfall Alpha-Teilchen und können so das Bronchialepithel der Lunge direkt schädigen, das als empfindliches Targetgewebe für strahlenindzuzierten Lungenkrebs angesehen wird [21]. 10

15 In Wohn- und Arbeitsräumen ist eine große Variation in den Umgebungsbedingungen vorzufinden. Für die Konzentration der Radonfolgeprodukte relevant sind hier hauptsächlich der Untergrund, die Bauart des Gebäudes und das Verhalten der Menschen darin. Untergrund und Bauart bestimmen in erster Linie die Radonzufuhr in das Gebäude und damit die Quelle der Radonfolgeprodukte. Das Verhalten der Menschen bestimmt die Ventilation, die Konzentration und die Größenverteilung der Aerosolpartikel in der Luft. Typische Aerosolquellen in Innenräumen sind Zigarettenrauch, Kerzen, Öfen oder Gasherde. Klimaanlagen, oder Luftfilter dagegen können die Anzahl der Aerosolpartikel in der Luft stark absenken. Dies ist insofern interessant, da der Anteil und die Orte der in der Lunge deponierten Radonfolgeprodukte sehr stark abhängig sind von der Größenverteilung der Aerosolpartikel, an die die Folgeprodukte angelagert sind. 11

16 1.3 Begriffe und Einheiten im Radonstrahlenschutz Potentielle Alphaenergie ε p Die Summe der Alphaenergien, die ein Ausgangsatom in seiner Zerfallsreihe bis hin zum langlebigen 210 Pb frei setzt, wird als die potentielle Alphaenergie ε p bezeichnet. Tabelle 1.2 zeigt die potentiellen Alphaenergien für die kurzlebigen Radonfolgeprodukte. Da in der Zerfallsreihe des 218 Po zwei Alphazerfälle vorkommen, der Zerfall von 218 Po selbst mit einer Alphaenergie von 6,00 MeV und der Zerfall von 214 Po mit einer Alphaenergie von 7,69 MeV, beträgt die potentielle Alphaenergie von 218 Po 13,69 MeV. 214 Pb und 214 Bi zerfallen zwar selbst über Beta- und nicht über Alphazerfall, doch aufgrund der Definition haben sie die selbe potentielle Alphaenergie wie der Alphaemitter nach ihnen in der Zerfallskette, nämlich 214 Po mit einer potentiellen Alphaenergie von 7,69 MeV. Diese Definition ist eine Folge der Tatsache, dass die kurzlebigen Radonfolgeprodukte, nachdem sie einmal in der Lunge deponiert worden sind, dort bis zum 210 Pb zerfallen. 210 Pb selbst hat eine relativ lange Halbwertszeit von 22,3 Jahren und wird daher praktisch kaum in der Lunge selbst zerfallen. Da die Konzentrationen der Radonfolgeprodukte i. A. nicht in Atomanzahlen angegeben werden sondern in Bq, wird aus praktischen Gründen die potentielle Alphaenergie auch pro Aktivitätseinheit des Nuklids angegeben. D.h. man muss die potentielle Alphaenergie ε p durch die Umwandlungskonstante λ dividieren und erhält damit ε p λ -1 mit der Einheit MeVBq -1 Nuklid T 1/2 ε p (MeV) ε p λ -1 (MeV Bq -1 ) Relativer Anteil an C p 218 Po 3,05 min 13,69 3, , Pb 26,8 min 7,69 1, , Bi 19,9 min 7,69 1, , Po 164 µs 7,69 1, , Tabelle 1.2: Kurzlebige Radonfolgeprodukte und ihre potentielle Alphaenergie. T 1/2 ist die Halbwertszeit des Nuklids, ε p die potentielle Alphaenergie pro Atom und ε p λ -1 die potentielle Alphaenergie pro Aktivität. C p ist die potentielle Alphaenergiekonzentration. [23] 12

17 Potentielle Alphaenergiekonzentration C p Bei einem Gemisch aus beliebigen Konzentrationen der kurzlebigen Radonfolgeprodukte wird zur Quantifizierung der gesamten potentiellen Alphaenergie die potentielle Alphaenergiekonzentration C p definiert. C p berechnet sich aus der Summe der potentiellen Alphaenergien der einzelnen Folgeprodukte im betrachteten Luftvolumen zu einem festen Zeitpunkt [23]: C p C j C p ε p λ -1 = 3 ( C 1 jε p, jλ j ) j= 1 Potentielle Alphaenergiekonzentration [J/m³] Aktivitätskonzentrationen von 218 Po, 214 Pb und 214 Bi in [Bq/m³] Die potentielle Alpanergie pro Aktivität [MeV/Bq] Aufgrund der sehr kurzen Lebensdauer von 164 µs ist der Beitrag des 214 Po zur potentiellen Alphaenergiekonzentration vernachlässigbar. Eine historische Einheit für C p ist der aus dem Uranbergbau definierte Working Level WL : WL = 1,30 10 MeVm = 2,08 10 Jm Gleichgewichtsäquivalente Radonkonzentration C eq Wie bereits in Kapitel 1.2 erwähnt, findet man in der Praxis die kurzlebigen Radonfolgeprodukte nie im radioaktiven Gleichgewicht mit ihrem Mutternuklid 222 Rn vor, da ein Teil der Folgeprodukte aufgrund von Ablagerung an Raumwänden und Böden sowie Lüftung aus der Luft entfernt wird. Um die potentiellen Alphaenergien von beliebigen Gemischen mit Konzentrationen von Radongas vergleichen zu können, wurde die gleichgewichtsäquivalente Radonkonzentration C eq definiert. 222 Rn- Die gleichgewichtsäquivalente Radonkonzentration C eq ist diejenige Aktivitätskonzentration, bei der die Folgeprodukte 218 Po bis 214 Po im radioaktiven Gleichgewicht mit 222 Rn stehen und zusammen die selbe potentielle Alphaenergiekonzentration C p haben, wie das tatsächliche, nicht im Gleichgewicht vorliegende Gemisch. [49] C eq errechnet sich also aus den Aktivitätskonzentrationen C j der einzelnen Folgeprodukte zu: C eq = 0,105 C 1 + 0,516 C 2 + 0,379 C 3 Auch hier kann man die Aktivitätskonzentration des 214 Po aufgrund seiner kurzen Halbwertszeit und damit sehr kleinen Wertes von ε p λ -1 vernachlässigen. C eq hat die Einheit Bq/m³. Somit gilt: 1 WL (C p ) = 3765 Bq/m³ (C eq ) 13

18 1.3.4 Gleichgewichtsfaktor F Der Gleichgewichtsfaktor F ist ein Maß dafür inwieweit Gleichgewicht zwischen Radon und seinen Folgeprodukten herrscht. F ist definiert als das Verhältnis aus gleichgewichtsäquivalenter Radongaskonzentration zu tatsächlich vorliegender Radongaskonzentration und kann somit Werte zwischen 0 und 1 annehmen. [49] F = C C Eq Rn Im Falle eines idealen radioaktiven Gleichgewichts zwischen Radon und seinen Folgeprodukten (F=1) könnte aus der Bestimmung der Radonkonzentration direkt auf die Konzentration der Folgeprodukte geschlossen werden. Dies ist insofern interessant, da einerseits die gesundheitsgefährdende Strahlendosis zum größeren Teil (ca. 90%) durch die Folgeprodukte verursacht wird, und nicht durch das Radon selbst (siehe 1.2). Andererseits ist in vielen Fällen die Radongaskonzentration wesentlich leichter direkt zu messen, als die Konzentration der Radonfolgeprodukte. Da der Fall F = 1 in der Praxis fast nie auftritt, muss man zur Ermittlung der durch Radon und seine Folgeprodukte verursachten Strahlendosis die verschiedenen Konzentrationen direkt messen. Der jeweilige Wert des Gleichgewichtsfaktors hängt von verschiedenen Parametern ab. In Innenräumen spielt im Wesentlichen die Ventilation und Oberflächen eine Rolle. Werden in der Praxis Konzentrationen des Radongases und nicht die der Folgeprodukte gemessen, begnügt man sich meist mit der Annahme eines geschätzten mittleren Gleichgewichtfaktors von typisch F = 0,4 für Innenräume. [56] Im Falle von Thoron ist aufgrund der geringen Lebensdauer des Thorons die Angabe eines Gleichgewichtsfaktors im Allgemeinen nicht sinnvoll. Daher ist zur Bestimmung der Strahlendosis eine getrennte Messung der Thoronkonzentration und der Folgeproduktkonzentration erforderlich. Allerdings tritt, ebenfalls aufgrund der kurzen Lebensdauer, Thoron meist in wesentlich kleineren Konzentrationen auf als Radon und ist somit von geringerer Bedeutung für den Strahlenschutz. (Ausnahme siehe Kapitel 4.1) Kumulative Radonexposition P p Als Maß für die gesamte Exposition über einen bestimmten Zeitraum wird die kumulative Radonexposition P p oder P Eq definiert als das Zeitintegral von C p oder C Eq : P P = CPdt bzw. PEq = C dt Eq Die historisch im Uranbergbau dafür verwendete Einheit ist der Working Level Month WLM. Da die typische monatliche Arbeitszeit eines Uranbergarbeiters 170 Stunden betrug, ist ein WLM: 1 WLM = 170 WL h Die moderner Einheit für die kumulative Radonexposition P p ist Bq h / m³, so dass: 1 Bq h / m³ = 1, WLM 14

19 1.3.6 Allgemeine Einheiten aus dem Strahlenschutz Um die Wirkung von ionisierender Strahlung auf den menschlichen Organismus beschreiben und quantifizieren zu können, wurden von der internationalen Strahlenschutzkommision ICRP Begriffe und Einheiten definiert, die im Folgenden erläutert werden. Die Erläuterungen der Begriffe wurde der deutschen Übersetzung der ICRP-Publikation Nr. 60 (Empfehlungen der Internationalen Strahlenschutzkommission 1990 [22] entnommen. Die Energiedosis D ist die von der Strahlung auf die Materie übertragene Energie pro Masseneinheit. Die SI-Einheit der Energiedosis ist [J / kg]. Für die Einheit der Energiedosis wurde der spezielle Name Gray [Gy] eingeführt. Die Äquivalentdosis H T,R bezieht sich nicht ausschließlich auf physikalische Effekte, sondern berücksichtigt die biologische Wirksamkeit der unterschiedlichen Strahlenarten. Zu deren Beschreibung wurde der Strahlungswichtungsfaktor w R eingeführt. Der Strahlungswichtungsfaktor quantifiziert die strahlenbiologische Wirkung von verschiedenen ionisierenden Strahlungsarten im Gewebe bzw. Organ relativ zur Wirkung von γ-strahlung. Die Werte von w R wurden von der ICRP für verschiedene Strahlenarten, Energien und Bestrahlungsbedingungen so festgelegt, dass gleiche Äquivalentdosen verschiedener Strahlenarten unter Strahlenschutzgesichtspunkten gleich bewertet werden. Die Äquivalentdosis H T,R ist das Produkt aus der Energiedosis D T,R im Gewebe T durch die Strahlungsart R und dem Strahlungs-Wichtungsfaktor w R : H T,R = w R D T,R Da der Strahlungswichtungsfaktor w R dimensionslos ist, hat auch die Äquivalentdosis die SI- Einheit [J/kg]. Als spezieller Name für die Einheit der Äquivalentdosis wurde Sievert [Sv] eingeführt. Die effektive Dosis E ergibt sich aus der Summe der Äquivalentdosen der Organe des ganzen Körpers. Zusätzlich zur Äquivalentdosis, welche bereits die unterschiedliche Wirksamkeit der verschiedenen Strahlungsarten mit einbezieht, berücksichtigt die effektive Dosis E auch die unterschiedliche Empfindlichkeit der Organe gegenüber Strahlung mit dem Endpunkt Mortalität an Krebs und genetischem Effekt. Zur Berechnung der effektiven Dosis E werden die Organdosen H T,R mit den Gewebewichtungsfaktoren w T (siehe unten) des Organs T multipliziert und die Summe der so gewichteten Organdosen ergibt die effektive Dosis: E w T H T, R = T Mit der effektiven Dosis E lassen sich also die Wirkungen von beliebigen Kombinationen verschiedener Organdosen vergleichen. Zur Wichtung der verschiedenen Organdosen wurde der dimensionslose Gewebewichtungsfaktoren w T eingeführt. Die Summe der Gewebe- Wichtungsfaktoren w T ist auf eins normiert. Die Einheit der effektiven Dosis ist ebenso wie die der Organdosis [J/kg] mit dem speziellen Namen Sievert [Sv]. 15

20 Die Gesundheitseffekte natürlicher Strahlenexposition durch Radon betrifft nach derzeitigem Erkenntnisstand ausschließlich die Atemwege. Denn hier liegen die gefährdeten Epithelzellen nahe der Oberfläche und somit in Reichweite der Alphastrahlung in Gewebe (ca. 60 µm). Eine Wirkung auf andere Organe als die Lunge konnte bislang nicht eindeutig nachgewiesen werden. Für Radon von Interesse ist also der Gewebewichtungsfaktor w T der Lunge. Dieser wurde von der ICRP auf den Wert w T = 0,12 festgelegt. Zieht man ein dosimetrisches Atemtrakt-Model heran, um damit die Energiedosis D, die von einer bestimmten kumulativen Radonexposition P p generiert wird, zu berechnen, muss anschließend diese Dosis mit dem Strahlenwichtungsfaktor für Alphastrahlung w R = 20 und dem Gewebewichtungsfaktor w T = 0,12 der Lunge multipliziert werden, um die effektive Dosis E pro Einheit Exposition zu erhalten. Die Größe E / P p wird als Dosiskonversionskoeffizient bezeichnet. Dadurch kann die Wirkung der Inhalation von kurzlebigen Radonfolgeprodukten direkt mit der biologischen Wirkung anderer Strahlungsarten verglichen werden, z.b. mit der effektiven Dosis von Überlebenden der Atombombenabwürfe auf Hiroshima und Nagasaki. Ein anderer Weg zur Quantifizierung der stochastischen Wirkung einer Exposition durch Radon und dessen Folgeprodukten, geht über die Auswertung epidemiologischer Studien. Betrachtet man ein Kollektiv von Personen gleichen Alters, ist die erwartete Inzidenz von Lungentumoren gegeben durch λ 0 (a) (mit a = Alter bei Inzidenz). Infolge der Exposition durch Radon und dessen Folgeprodukten ist eine Erhöhung der Inzidenz von Lungentumoren um den Betrag λ z (a,a p,p) zu erwarten, abhängig vom Alter a bei Inzidenz, dem Alter a p bei der Exposition und der kumulativen Exposition P. Die Gesamtwahrscheinlichkeit, in diesem Kollektiv an Lungenkrebs zu erkranken, ergibt sich demnach zu: λ( a,a p,p) = λ 0 (a) + λ z (a,a p,p) λ z (a,a p,p) ist die durch die Strahlenexposition bedingte zusätzliche Wahrscheinlichkeit, an Lungenkrebs im Alter a zu erkranken, und wird als das absolute Strahlenrisiko bezeichnet. Die meisten Publikationen betrachten jedoch das sogenannte zusätzliche, relative Risiko ZRR (Excessive Relative Risk ERR), das definiert ist, als Quotient aus zusätzlichem absoluten Risiko und spontanem Auftreten: λz ( a, ap, P) ZRR = λ0 ( a ) Das zusätzliche relative Risiko wird unter der Annahme einer linearen Dosiswirkungskurve ohne Schwellenwert angegeben pro Einheit der Exposition P. Es hängt von dem Alter bei Exposition und der Zeit nach Exposition ab. [8] 16

21 1.4 Epidemiologische Studien Uranbergarbeiter Bereits im 16. Jahrhundert wurde bei Bergarbeitern in der Gegend um Schneeberg eine ungewöhnliche Erhöhung der Sterberate festgestellt. Die sogenannte Schneeberger Krankheit wurde 1879 von Haerting und Hesse als Lungenkrebs diagnostiziert, ohne dass die Ursache für diese Erkrankung bekannt war. Im Jahre 1900 wurde durch Dorn das Radon entdeckt und es wurde damit begonnen, systematisch Radon und seine Folgeprodukte in der Umwelt zu untersuchen. Zwanzig Jahre später gab es die ersten Hypothesen, dass eine hohe Radonkonzentration Ursache für diese erhöhte Inzidenz von Lungentumoren sein könnte. Erst Mitte des letzten Jahrhunderts konnte mit Hilfe von dosimetrischen Modellen gezeigt werden, dass die kurzlebigen Radonfolgeprodukte Ursache für die Entstehung von Lungentumoren sind [25]. In der Zeit nach dem Zweiten Weltkrieg stieg die Uranförderung sprunghaft an. Die damit beschäftigten Bergarbeiter waren zu dieser Zeit sehr hohen Konzentrationen von Radon und seinen Folgeprodukten ausgesetzt. In epidemiologischen Studien an diesen Bergarbeitern konnte eine positive Korrelation zwischen der Inhalation von Radonfolgeprodukten und dem Lungenkrebsrisiko eindeutig festgestellt werden [42]. Die Ergebnisse sind im BEIR VI- Bericht [8] dargestellt und werden dort mit tierexperimentellen Studien sowie Ergebnissen von Experimenten auf zellulärer Ebene verglichen. In die Analyse gingen ca Bergarbeiter ein, die durchschnittlich 5,7 Jahre im Uranbergbau beschäftigt waren. Unter diesen Bergarbeitern traten fast 2700 Fälle von Lungenkrebs auf. Die größte deutsche Studie zu diesem Thema, ist die vom Bundesamt für Strahlenschutz durchgeführte Kohortenstudie bei ehemaligen Beschäftigten der ostdeutschen Wismut AG [33]. Die in der Studie betrachtete Kohorte umfasst Personen. Sie ist aus Zeitgründen nicht im BEIR VI Bericht berücksichtigt worden. Ein Problem bei diesen Studien ist allerdings die Rekonstruktion der Exposition. Vor allem im ersten Jahrzehnt nach Ende des Zweiten Weltkrieges gab es kaum Maßnahmen zur Reduktion der Exposition der Bergarbeiter. In diesen Jahren sind also die höchsten Expositionen zu finden. Es gibt aus dieser Zeit auch nur sehr wenige Messungen von Radon und seiner Folgeprodukte, so dass hier bei der Bestimmung der kumulativen Exposition häufig auf Schätzungen und Annahmen zurückgegriffen werden musste. Erst in den siebziger Jahren wurden systematisch die Radon- und Radonfolgeproduktkonzentrationen gemessen. Gleichzeitig wurden in den Stollen Bewetterungssysteme installiert, wodurch die Radonkonzentrationen im Vergleich zu früher deutlich gesenkt werden konnten. Die Exposition-Wirkungsbeziehung zwischen kumulativer Exposition und Lungenkrebsrisiko verläuft über einen großen Expositionsbereich annähernd linear. Weiterhin konnte gezeigt werden, dass das zusätzliche relative Risiko mit erreichtem Alter und der Zeit nach der Exposition fällt. [8] Auf ein generelles Problem stößt man, wenn man versucht, die Ergebnisse der Bergarbeiterstudien auf die Allgemeinbevölkerung zu übertragen. Denn in den Uranminen arbeiteten erwachsene Männer, die über einen relativ kurzen Zeitraum in den Minen sehr hohen Radonkonzentrationen ausgesetzt waren. Diese lassen sich nicht ohne weiteres vergleichen mit einer gegebenenfalls lebenslangen Exposition bei relativ niedrigen Radonkonzentrationen. Die durchschnittliche kumulative Exposition der Uranbergarbeiter lag bei 120 WLM. Zum Vergleich: Hält man sich 7000 Stunden pro Jahr in einem Gebäude auf, dessen mittlere Radonkonzentration der der Außenluft (16 Bq/m³) entspricht, so beträgt nach 30 Jahren die kumulative Exposition 3, Bq h/m³ oder 5,28 WLM. Im Bereich niedriger 17

22 Expositionen lassen die Daten für die Uranbergarbeiter also keine Schlüsse zu. Insbesondere ist hier aufgrund der hohen statistischen Fehler, keine signifikante Erhöhung des Lungenkrebsrisikos feststellbar, wenn eine Wirkung überhaupt vorliegt. Ein weiteres Problem ist, dass in Uranminen ausschließlich erwachsene Männer vorzufinden waren. Studien an den Uranbergarbeitern lassen also keine Aussage über das Risiko von Frauen, Kindern und alten Menschen bei Exposition durch Radon zu. Diese haben grundsätzlich eine andere Physiologie und Strahlenempfindlichkeit als Männer im arbeitsfähigen Alter. Das führt dazu, dass sich die Deposition von Radonfolgeprodukten im Atemtrakt, und damit die kumulative Exposition, ebenfalls teils erheblich von der der Männer unterscheidet, auch wenn die äußeren Radonkonzentrationen identisch sind. Die Depositionswahrscheinlichkeit von Radonfolgeprodukten in der Lunge hängt stark von der Größenverteilung der Aerosolpartikel in der Atemluft ab. Aufgrund offensichtlicher Unterschiede in den Umweltbedingungen einer Uranmine und eines Wohnhauses ist auch diese Größenverteilung stark unterschiedlich. Besonders in den frühen Jahren des Uranbergbaus waren Partikelkonzentrationen in der Luft extrem hoch, hauptsächlich verursacht durch Staubentwicklung beim trockenen Bergbau und durch Dieselabgase. Der Einfluss von unterschiedlichen Partikelgrößenverteilungen kann nicht mit dem epidemiologischen Ansatz beschrieben werden, sondern nur aufgrund von dosimetrischen Modellen, wie z.b. das von der ICRP in der Veröffentlichung Nr. 66 [24] beschriebene. 18

23 1.4.2 Epidemiologische Studien zu Radonwirkungen in Wohnräumen Da die Ergebnisse der Bergarbeiterstudien nicht ohne Weiteres auf die Allgemeinbevölkerung übertragen werden konnten, wurden seit den 80er-Jahren des letzten Jahrhunderts weltweit Anstrengungen unternommen, um das eventuelle Lungenkrebsrisiko bei kleineren Radonkonzentrationen, wie sie in Wohnräumen vorkommen zu erfassen. Eine Kohortenstudie wie bei den Bergarbeitern ist in der Allgemeinbevölkerung allerdings nicht leicht durchführbar. Denn aufgrund der viel niedrigeren Werte der Radonexposition im Vergleich zu den Uranminen müsste eine um ein Vielfaches größere Kohorte gewählt werden, um signifikante Anstiege in der Lungenkrebsinzidenz beobachten zu können. Die Messungen der kumulativen Radonexpositionen einer so großen Kohorte ist logistisch und finanziell nicht leicht machbar. Die ersten Studien zum Risiko der Bevölkerung liefen daher als einfacher durchführbare ökologische Studien. Diese beruhen nicht auf individuellen Dosis-/Expositionsabschätzungen, sondern verwenden Informationen auf aggregierter Ebene, z.b. auf geographischer Ebene, und Vergleichen von regionalen Lungenkrebsinzidenzen mit regionalen mittleren Radonkonzentrationen. Diese Studien lieferten meist keine belastbaren Risikoabschätzungen für Lungekrebswahrscheinlichkeiten in Abhängigkeit der Radonkonzentrationen. Das Problem hierbei war, dass das Rauchverhalten einen wesentlich größeren Beitrag zum Lungenkrebsrisiko liefert als die Exposition durch Radon. In Deutschland zeigt das Rauchverhalten ein zur Radonkonzentration gegenläufiges Muster (erhöhte Radonkonzentrationen sind eher in ländlichen Gebieten vorzufinden, wo weniger geraucht wird als in Städten). Dadurch wird ein möglicher Effekt durch Radon von dem bekannten Effekt durch Rauchen überlagert und es ist schwer auf diesen zu adjustieren. Eine Übersicht über 19 ökologische Studien mit Diskussion der Fehlerquellen findet sich im BEIR-VI Bericht [8]. Es war daher unerlässlich Daten auf individueller Ebene zu erheben. Dazu wurden in Europa, Nordamerika und China über 20 große Fall-Kontroll-Studien zu Radon in Wohnungen ( indoor -Studien) durchgeführt. Als Datenbasis dienten jeweils retrospektive Langzeitmessungen der Radongaskonzentration in Aufenthaltsräumen. Über einen umfangreichen Fragebogen wurde oft auch das Rauchverhalten festgestellt. In Fall-Kontroll-Studien wird die retrospektive Exposition von Einzelpersonen, die an Lungenkrebs erkrankt sind, mit der retrospektiven Exposition von geeignet gewählten Kontrollpersonen verglichen. Diese Kontrollpersonen werden auf Basis vergleichbarer soziodemographischer Parameter ausgewählt. Die kumulative Radonexposition aller Studienteilnehmer wurde abgeschätzt, indem in allen in den letzten Jahrzehnten von den betreffenden Personen bewohnten Wohnungen die durchschnittliche Radonkonzentration in Langzeitmessungen bestimmt oder geschätzt wurde. Dazu wurde jeweils in Wohn- und Schlafzimmer das Zeitintegral der Radonkonzentration gemessen. Für jede Wohnung wurde eine mittlere Radonkonzentration bestimmt, die sich berechnet aus den mit den Aufenthaltszeiten gewichteten Schlaf- und Wohnzimmerkonzentrationen. Andere Radonexpositionen (z.b. tagsüber) und die unterschiedlichen Atemraten wurden nicht berücksichtigt. Ein mittlerer, gesamter Radonkonzentrationswert wurde errechnet durch Wichtung der verschiedenen Wohnungen entsprechend der Wohndauer der Personen darin. Hierbei ist zu beachten, dass im Fall der In-door-Studien das relative Risiko auf Basis von mittleren Radonkonzentrationen abgeschätzt wird und nicht, wie im Fall der Bergarbeiterstudien, auf der Basis von Expositionen. Dies erschwert einen direkten Vergleich der Studien. 19

24 Bei den Auswertungen dieser Studien verwenden Epidemiologen häufig die Annahme, dass der Zusammenhang zwischen Radonexposition und Lungenkrebsrisiko durch ein lineares Dosis-Wirkungs-Modell ohne Schwellenwert, beschrieben werden kann. Abbildung 1.7 zeigt den, aus verschiedenen Studien jeweils berechneten, Anstieg des Lungenkrebsrisikos pro Anstieg der Radonkonzentration um 100 Bq/m³ [14]. Abbildung 1.7: Zusätzliches Lungenkrebsrisiko pro Anstieg der Radonkonzentration um 100 Bq/m³ (= ERR) [14] Zwar ist eine deutliche Variation der Risikokoeffizienten zu erkennen, doch liegen viele Werte signifikant über null. Im Rahmen einer Europäischen Pooling-Studie zum Lungenkrebsrisiko durch Radon, wurden dreizehn Studien aus neun Ländern gemeinsam ausgewertet. Die Auswertung unter Leitung von Darby umfasst 7148 Lungenkrebsfälle und Kontrollpersonen. Abbildung 1.8 zeigt das Ergebnis dieser Studie. [10] 20

25 Abbildung 1.8: Relatives Lungenkrebsrisiko in Abhängigkeit der retrospektiven mittleren Radonkonzentration der Wohnung [10] Zusammenfassend wird von den Autoren der zitierten Studien zur Zeit angenommen, dass pro Erhöhung der Radonexposition um 100 Bq/m³ das Lungenkrebsrisiko um etwa 16% steigt. Dies bedeutet eine Verdopplung des Lungenkrebsrisikos bei einer lebenslangen Exposition mit einer Radonkonzentration von etwa 1000 Bq/m³. Bei Auswertung der gepoolten europäischen Studie wurde bereits ab mittleren Radonkonzentration von unter 200 Bq/m³ eine signifikant von Null verschiedene Erhöhung des Lungenkrebsrisikos berechnet [9]. Es soll nicht unerwähnt bleiben, dass Fall-Kontroll-Studien Probleme bei der Auswahl der Kontrollen haben, die Fehlerquelle Rauchmodell nicht berücksichtigt wird und keinerlei belastbare individuelle Dosimetrie vorliegt (nur einjährige Messungen in der letzten Wohnung post factum). Die Exposition durch Radon in Deutschland kann ein ernstzunehmendes Gesundheitsproblem in der Allgemeinbevölkerung darstellen. In der Vergangenheit ermittelte Abschätzungen ergaben, dass etwa 5 % der Lungenkrebsneuerkrankungen auf eine erhöhte Radonexposition in Wohnungen zurückgeführt werden könnten [23]. Dies ergibt bei etwa jährlichen Lungenkrebserkrankungen fast 2000 durch Radon in Wohnungen verursachte Fälle. Damit wäre die Radonexposition die zweithäufigste Ursache für Lungenkrebs in Deutschland. Bei dieser Abschätzung wurde ein lineares Dosis-Wirkungs-Modell ohne Schwellenwert angenommen. Lungenkrebs stellt bei der männlichen Bevölkerung die häufigste Krebstodesursache in Deutschland dar. Bei Frauen steht Lungenkrebs an 3. Stelle mit stark steigender Tendenz. Die Mortalitätsrate ist hoch, etwa 90 % der Neuerkrankungen führen zum Tod. Da es derzeit noch keine zuverlässigen Methoden zur Früherkennung gibt und auch keine grundlegenden Verbesserungen der Therapiemethoden in Aussicht stehen, sind präventive Maßnahmen die einzige Möglichkeit zur signifikanten Reduzierung der Lungenkrebserkrankungen. 21

26 Bei der Abschätzung der Wirksamkeit möglicher Maßnahmen zur Senkung der Radonkonzentration in Wohnräumen können beispielsweise 3 mögliche Szenarien zur Sanierung von Häusern berücksichtigt werden. Szenario 1: Reduktion der Radonkonzentration in Wohnräumen auf den Außenluftwert Szenario 2: Reduktion der Radonkonzentration auf einen festgelegten Referenzwert Szenario 3: Reduktion der Radonkonzentration auf einen zufälligen Wert, gemäß der Radonverteilung in Wohnräumen unterhalb des Referenzwerts Mögliche Referenzwerte dabei wären: 1000 Bq/m³ (Grenzwert Schweiz) 400 Bq/m³ (Richtwert der Europäischen Union für bestehende Häuser) 250 Bq/m³ (Höchstwert des Normalbereichs nach SSK 1987) 200 Bq/m³ (Richtwert der Europäischen Union für Neubauten) 150 Bq/m³ (Richtwert US EPA) 100 Bq/m³ (Zielwert für Reduzierungsmaßnahmen gemäß Vorschlag des BMU 2005) Höchstwert in Bq/m³ Sanierungsszenario * AR in % Anzahl vermeidbarer Lungenkrebs-Todesfälle in einem Jahr 0 Elimination 6, Außenluft 5, , , , , , , , , , , , , , , , , , ,05 20 Tabelle 1.3: Attributable Risiken, Effekte von Sanierungsmaßnahmen: Vermeidbare Anzahl von Todesfällen jeweils bezogen auf eine mittlere jährliche Anzahl Todesfälle durch Lungenkrebs von [40] 22

27 *) Elimination berechnet auf der theoretischen Annahme, das eine Reduktion der Radonexposition auf Null für die gesamt Bevölkerung möglich sei; Szenario 1: alle Werte über dem Höchstwert werden auf den Außenluftwert von 9 Bq/m³ reduziert; Szenario 2: alle Werte über dem Höchstwert werden auf den Höchswert reduziert; Szenario 3: alle Werte über dem Höchstwert verteilen sich gemäß der Verteilung unter dem Höchstwert; Tabelle 1.3 zeigt die gerechneten populationsattributablen Risiken durch Radon in Deutschland, sowie die errechneten theoretisch vermeidbaren Todesfälle durch Lungenkrebs, je nach Sanierungsalternative und jeweiligem Höchstwert [40] Ein generelles Problem bei epidemiologischen Studien ist die Tatsache, dass das relative Risiko aus mittleren Radonkonzentrationen in der Raumluft von Wohnräumen bestimmt wird, und nicht aus der tatsächlichen Exposition der Personen. Da die mittleren Raumluftkonzentrationen meist mit integrierenden passiven Messsystemen ermittelt wurden, hat man das zusätzliche Problem, dass während eines Großteils des Zeitraums, über den integriert wurde, die betroffene Person sich nicht in dem jeweiligen Raum aufhielt. Damit wird nicht berücksichtigt, dass sich Radonkonzentrationen sehr stark unterscheiden, je nachdem ob der betroffene Raum genutzt wird oder nicht, einfach aufgrund des Lüftungsverhaltens der Bewohner. So wird man im Schlafzimmer im Mittel nachts eine andere Radonkonzentration vorfinden als tagsüber. Misst man hier mit einem integrierenden passiven System, so wird man einen Wert erhalten, der irgendwo dazwischen liegt, obwohl die Bewohner zum größten Teil nur nachts in diesem Raum mit Werten um den Außenluftwert exponiert wurden. Auch wird eine mögliche Exposition außerhalb der Wohnung wie z.b. am Arbeitsplatz, in den Studien nicht berücksichtigt. Eine zweite direkte Folge aus der Verwendung von Radonkonzentrationen an einem Ort anstelle von individueller Expositionen ist, dass es nicht möglich ist Parameter wie die Atemrate in die Auswertung mit einfließen zu lassen. Die erreichte Dosis ist jedoch direkt abhängig von der Atemrate und man kann annehmen, dass die Atemrate im Allgemeinen sich bei Aufenthalten in Wohn- und Schlafzimmer um etwa einen Faktor 2 unterscheiden wird. Ziel dieser Arbeit war es die individuelle Strahlenexposition durch Radongas für Personen zeitaufgelöst messen zu können. Dadurch sollte auch der mögliche Einfluss dieser eben genannten Problematik auf die Bewertung der epidemiologischen Studien genauer untersucht werden können. Zu diesem Zweck musste ein Gerät entwickelt werden, das es ermöglicht, Personenexpositionen möglichst genau und zeitaufgelöst zu messen. Anschließend sollten diese Messungen mit gemessenen Raumkonzentrationen in den Wohnräumen der untersuchten Personen verglichen werden. Damit sollte sich erstmals die Möglichkeit ergeben, die in epidemiologischen Studien errechneten mittleren Radonkonzentrationen mit der tatsächlichen individuellen Exposition der Studienteilnehmer zu vergleichen und dadurch viel bessere Abschätzungen der Dosisunsicherheiten zu ermöglichen. 23

28 1.5 Inhalationsdosis Berechnung von Radon und seinen Folgeprodukten Zur Umrechnung von Radonfolgeproduktexpositionen in eine effektive Dosis wurden von der ICRP im Rahmen der ICRP-Publikation Nr. 65 Dosiskonversionkonventionen eingeführt [23]. Diese Konventionen beruhen auf den oben beschriebenen Uranbergarbeiter-Studien. Ziel war es, die durch die Inhalation von Radonfolgeprodukten verursachten Strahlenschäden pro Einheit der Exposition vergleichbar zu machen mit Strahlenschäden anderer Strahlungsarten pro Einheit der effektiven Dosis. Dazu bedient sich die ICRP der Quantifizierung der Strahlenschäden durch das sogenannte Detriment. Der Begriff des Detriments wurde von der ICRP im Rahmen der ICRP-Publikation Nr. 60 eingeführt und beinhaltet neben Mortalitästraten auch andere durch ionisierende Strahlung verursachte Effekte wie z.b. genetische Defekte, nicht tödliche Krebserkrankungen, Verringerung der Lebenserwartung usw. Die ICRP hat für die Berechnung des Detriments Koeffizienten festgelegt, die es ermöglichen, das Detriment pro effektive Dosis zu errechnen. Damit ist es möglich die Wahrscheinlichkeit eines Strahlenschadens durch Inhalation von Radonfolgeprodukten direkt mit der Wahrscheinlichkeit eines Strahlenschadens durch andere Strahlenexpositionen (z.b. Ganzkörper-Gammabestrahlung) zu vergleichen. Das mittlere Detriment pro Einheit effektiver Dosis wurde von der ICRP festgelegt zu 5, pro msv für Arbeiter und zu 7, pro msv für die Allgemeinbevölkerung. Die unterschiedlichen Werte kommen daher, dass Parameter wie Altersverteilungen, Zeitspannen der Exposition u. ä. für die Allgemeinbevölkerung und für beruflich strahlenexponierte Bevölkerung verschieden sind. Aus den Daten der Uranbergarbeiterstudien konnte nun folgende Dosis-Expositions- Beziehung hergeleitet werden: das Detriment pro Einheit der Exposition durch Radonfolgeprodukte beträgt 8, pro (mj h m -3 ). Die ICRP geht davon aus, dass das Detriment pro Einheit der Exposition für die Allgemeinbevölkerung identisch ist mit dem für die Uranbergarbeiter. Daraus folgt, dass eine Exposition durch Radonfolgeprodukte von 1 mj h m -3 einer effektiven Dosis von 1,43 msv bei Arbeitern und von 1,10 msv bei der Allgemeinbevölkerung entspricht. Der Unterschied zwischen den beiden Werten kommt dabei ausschließlich von den unterschiedlichen Detriment-Koeffizienten der effektiven Dosis [23]. Zu beachten ist weiterhin, dass die Dosiskonversionkonventionen der ICRP ausschließlich auf dem Vergleich des Detriments beruhen und nicht auf Dosimetrie. Mithilfe dieser Dosiskonversionkonventionen lässt sich nun eine effektive Dosisleistung E pro gleichgewichtsäquivalenter Radonkonzentration berechnen. Es ergibt sich: E W = 6,09 C eq nsv h -1 / Bq m -3 E P = 7,94 C eq nsv h -1 / Bq m -3 24

29 In der Praxis wird allerdings meist nicht die gleichgewichtsäquivalente Radonkonzentration gemessen, sondern die Radonkonzentrationen, so auch im Rahmen dieser Arbeit. Um die Dosiskonversion auf diese Messwerte anwenden zu können, muss also erst auf eine gleichgewichtsäquivalente Radonkonzentration umgerechnet werden. Dies geschieht indem ein (mittlerer) Gleichgewichtsfaktor zwischen Radon und seinen Folgeprodukten angenommen wird. Im UNSCEAR-Report von 1988 wurde ein mittlerer Gleichgewichtsfaktor in Innenräumen von F = 0,4 angegeben. Für die Berechnung der Dosisleistung bedeutet dies: E W = 6,09 0,4 C Rn nsv h -1 / Bq m -3 E P = 7,94 0,4 C Rn nsv h -1 / Bq m -3 Nimmt man eine mittlere jährliche Aufenthaltszeit in Wohnungen von 7000 h an, dann lässt sich aus der effektiven Dosisleistung eine effektive Dosis pro Jahr von ca. 10 msv bei einer mittleren Radonkonzentration von 600 Bq/m³ errechnen. Diese Radonkonzentration wird daher von der ICRP als Obergrenze für die sogenannten Actionlevels festgelegt. 25

30 26

31 2.) Entwicklung des Radongas-Exposimeters 2.1 Messprinzip Das im Rahmen dieser Arbeit neu entwickelte Radonexposimeter arbeitet auf dem Prinzip der Diffusionskammer mit Halbleiterdetektoren. Radongas diffundiert durch Löcher im Gehäuse in das Detektionsvolumen. Diese Einlasslöcher sind vollständig durch einen Schaumstofffilter bedeckt, so dass nur Radongas und nicht dessen Folgeprodukte (Polonium, Blei, Bismut) aus der Außenluft in die Diffusionskammer gelangen kann. Dadurch wird die Messung unabhängig von Schwankungen externer Parameter wie Aerosolkonzentration oder Luftfeuchtigkeit, da diese Größen die Messung (und die biologische Wirkung) von Folgeprodukten sehr stark, die Messung von Radongas jedoch nicht beeinflussen. Die bei dem Zerfall des 222 Rn ausgesandte Alphastrahlung wird durch an den Wänden des Messvolumens angebrachte Siliziumdetektoren gemessen. Allerdings entstehen beim Zerfall von 222 Rn innerhalb des Messvolumens dort auch dessen Folgeprodukte. Da diese fest und nicht gasförmig sind, werden sie an den Wänden und an der Detektoroberfläche abgeschieden, und die beim Zerfall der Folgeprodukte entstehende Alphastrahlung bestimmt den Hauptteil des gemessenen Signals. Die Konzentration der Radonfolgeprodukte im Messvolumen ist damit proportional zur Radongaskonzentration, jedoch nicht zur Folgeproduktkonzentration außerhalb der Messkammer. Der von den Siliziumdetektoren erzeugte Spannungsimpuls wird anschließend verstärkt, gezählt und durch einen Mikrocontroller abgespeichert. Die gezählte Impulsrate kann dann zu jedem späteren Zeitpunkt ausgelesen werden und ist proportional zur 222 Rn -Konzentration. Der elektronische Teil des Exposimeters besteht hauptsächlich aus den Detektoren, einem ladungsempfindlichen Vorverstärker, einem Nachverstärker mit Impulsformer, einem Signalkomparator und einem Mikrocontroller. Der Verstärker ist notwendig, da die in den Siliziumdetektoren erzeugten Spannungen viel zu klein für eine direkte Weiterverarbeitung sind. Der Signalkomparator liefert dann Rechteckimpulse auf Betriebsspannung, sobald das verstärkte Detektorsignal einen Schwellenwert, der einer Alphaenergie von 1,5 MeV entspricht, überschreitet. Die so erzeugten Rechteckimpulse werden dann vom Mikrocontroller gezählt und - mit einem Zeitstempel versehen - gespeichert. Abbildung 2.1: Diffusionskammer mit Halbleiterdetektor [6] 27

32 2.2. Design der Pilotversion des Exposimeters In einer Machbarkeitsstudie wurde im Rahmen der Diplomarbeit des Autors bereits die 1. Generation eines Radonexposimeters entwickelt. Abbildung 2.2 zeigt das Blockschaltbild der 1. Generation des Exposimeters. Dieses Schaltbild war Grundlage für das im Rahmen dieser Arbeit entwickelte Exposimeter der 2. Generation und wird so in diesem weiter verwendet. Die wichtigsten Elektronikkomponenten des Gerätes sind die Siliziumdetektoren, ein ladungsempfindlicher Verstärker, ein Signalkomparator und ein Mikrocontroller. Der Verstärker wird benötigt, weil das Detektorsignal, das α-teilchen in Silizium erzeugen, für eine direkte Anzeige oder Verarbeitung zu klein ist. Der Komparator liefert einen Rechteckimpuls, wenn das Detektorsignal eine vorgegebene Schwelle überschreitet. Die Rechteckimpulse werden vom Mikrocontroller gezählt und deren Anzahl zeitabhängig gespeichert. Zusätzlich werden eine Stromversorgung für das Exposimeter und ein Detektorspannungsgenerator benötigt. Die Betriebsenergie stammt aus einer Lithiumbatterie (3,6 Volt) mit nachgeschalteter Spannungsstabilisierung (3,3 Volt). Der Detektorspannungsgenerator liefert eine Vorspannung, die der Detektor für eine zuverlässige Funktion benötigt. Abbildung 2.2: Blockschaltbild 28

33 Detektoren Bei der ersten Generation des Exposimeters wurden Siliziumdetektoren verwendet, die sich wie Dioden verhalten. Ein Spannungsgenerator erzeugt die nötige Betriebsspannung des Detektors von 15V mit der die Detektoren vorgespannt werden. Trifft ein Alphateilchen die Sperrschicht, so wird darin eine Anzahl von Ladungsträgern freigesetzt, die der Alphaenergie proportional sind. Die Detektoren liefern also für jedes Alphateilchen einen Ladungsimpuls. Für eine kurze Zeit fließt ein Strom, dessen zeitlicher Verlauf von den Eigenschaften des Detektors und seiner Beschaltung abhängt. Wesentlich ist, dass die gesamte Ladungsmenge der Energie des Alphateilchens proportional ist. Deshalb wird zur Verstärkung des Detektorsignals ein ladungsempfindlicher Verstärker verwendet. In den Geräten der 1. Exposimetergeneration werden 2 Detektoren eingesetzt mit einer Fläche von jeweils 200 mm². Sie sind nahe der Gerätemitte auf der Platine verklebt. Abbildung 2.3: Detektoren auf Geräteplatine 29

34 Verstärker Ziel dieser Arbeit war die Entwicklung eines Exposimeters, das kontinuierliche Messungen von bis zu einem Jahr ermöglicht. Daher lag der Schwerpunkt der Arbeit in der Entwicklung eines Verstärkers mit extrem kleiner Leistungsaufnahme. Kommerziell erhältliche integrierte Schaltkreise erfüllen diese Anforderung nicht. Daher mußte der Verstärker aus diskreten Bauteilen aufgebaut werden. Der komplette Verstärker besteht aus einem Vorverstärker, einem Impulsformer und einem Nachverstärker Vorverstärker Der Verstärker wurde ausschließlich aus Sperrschicht-Feldeffekttransistoren (JFETs) des Typs 2SK932 [52] aufgebaut. Charakteristisch für diese Transistoren im Vergleich zu ähnlichen Typen ist eine mögliche niedrige Betriebsspannung, relativ hohe Verstärkung und geringes Rauschen. Um einen ladungsempfindlichen Verstärker zu erhalten, muss der Eingangsstrom integriert werden. Realisiert wurde dies durch einen invertierenden Verstärker mit einem Kondensator (1 pf) im Rückkopplungszweig. Im Idealfall fließt die, vom Detektor abgegebene, Ladung allein in den Rückkopplungskondensator. Der Verstärkereingang behält dabei stets das GND- (Ground-) Potential. Am Ausgang liegt eine Spannung, die dem Zeitintegral des Eingangsstromes entspricht. Ein hochohmiger Widerstand entlädt den Integrationskondensator mit einer Zeitkonstante von 100 µs Impulsformer Das Ausgangssignal des Voverstärkers ist ca. 100 µs lang. Um Pileups zu vermeiden, muss das Signal verkürzt werden. Daher wurde ein Impulsformer entwickelt. Dieser besteht aus einem Hoch- gefolgt von einem Tiefpass, die jeweils durch ein RC-Glied realisiert wurden. Damit wurde das Signal auf 10µs verkürzt und gleichzeitig das Rauschen unterdrückt, zu Lasten einer geringeren Signalamplitude Nachverstärker Das Ausgangsignal des Impulsformers ist noch zu niedrig (5 mv), um es direkt weiterzuverarbeiten. Da der Rückkopplungskondensator mit 1 pf bereits sehr klein gewählt wurde, war es nicht möglich, das Signal durch eine Verkleinerung dieses Kondensators zu erhöhen. Es mußte also ein Nachverstärker entwickelt werden. Dieser wurde ähnlich dem Vorverstärker aufgebaut. Damit konnte eine Ausgangssignalhöhe von ca. 100 mv erreicht werden Komparator Die Impulse des Strahlungsdetektors sollten durch den Mikrocontroller gezählt werden. Dafür wurden Rechteckimpulse mit konstanter Amplitude benötigt. Es ist die Aufgabe des Komparators diese Impulse herzustellen. In der Komparatorschaltung ist eine Schaltschwelle festgelegt. Überschreitet ein Impuls aus dem ladungsempfindlichen Verstärker diese Schwelle, so liefert der Komparator einen Rechteckimpuls. Die Komperatorschwelle ist so niedrig gewählt, dass zwar das Rauschen der Elektronik darunter liegt, jedoch alle detektierten Impulse von Alphateilchen (ab einer Alphaenergie von 1,5 MeV) ein Einheits- Zähl-Signal an den Mikrocontroller liefern. 30

35 Mikrocontroller Für die Exposimetersteuerung wurde ein Mikrocontroller vom Typ PIC16F88 des Herstellers Arizona Microchip verwendet. Dieser enthält zusätzlich zur Recheneinheit auf dem Chip einen Programmspeicher, einen Datenspeicher und die nötigen Peripherieschaltkreise (Input- /Outputregister, Timer/Zähler). Da die Stromaufnahme eines Prozessors von dessen Arbeitsgeschwindigkeit abhängt, wurde diese möglichst klein gewählt. Bei der derzeitigen Taktfrequenz von 2 13 Hz (ca Hz) beträgt die Stromaufnahme ungefähr 15 µa. Außer dem Zählen der Alphaimpulse sind weitere Aufgaben des Mikrocontrollers den Taktimpuls für den Spannungsgenerator zu erzeugen und die Zeitbasis für die zeitliche Auflösung der Messwerte zu liefern. Die dafür entwickelte Software besteht hauptsächlich aus einer Endlos-Programmschleife, welche alle nötigen Instruktionen für den Betrieb des Exposimeters enthält. Das Abarbeiten dieser Hauptschleife beginnt unmittelbar nach dem Einschalten des Gerätes, nachdem einmalig die nötigen Softwareparameter initialisiert und der Datenspeicher gelöscht wurden. Die Hauptaufgaben des Mikrocontrollers werden in jedem Schleifendurchlauf ausgeführt. Diese beinhalten die Signalverarbeitung und Messdatenspeicherung, das Erzeugen der Taktimpulse für den Detektorspannungsgenerator, sowie die Steuerung der seriellen Datenausgabe. Um die durch den Komparator erzeugten, Rechteckimpulse zu zählen, wird der im Mikrocontroller integrierte Hardwarezähler genutzt. Dies hat den Vorteil, dass das eigentliche Zählen unabhängig von den restlichen Aufgaben des Mikrocontrollers geschieht. Dies ermöglicht, Ereignisse zu zählen, die in kürzerer Zeit aufeinander folgen, als benötigt wird, um die Hauptprogrammschleife komplett abzuarbeiten. Der Inhalt des Hardwarezählers wird nach einem einstellbaren Zeitintervall (typisch zwischen 3 min und 1h) in den Datenspeicher geschrieben und der Zähler auf Null gesetzt. Da das Zeitintervall konstant ist, ist es nicht nötig, eine Zeitinformation zu speichern. Stattdessen wird die Messzeit bei der Datenanalyse aus der Position der Messwerte im Speicher rekonstruiert. Die Ausgabe der Messdaten erfolgt seriell asynchron mit einem Start- und Stoppbit pro Byte. Die Ausgabe läuft mit einer Geschwindigkeit von 110 Baud. Die Datenausgabe wird durch einen Magnetschalter gesteuert. Bei offenem Magnetschalter werden kontinuierlich die aktuelle Messzeit und der Zählerinhalt ausgegeben. Wird der Magnetschalter geschlossen, wird der komplette Inhalt des Datenspeichers ausgegeben. Da die Ausgabe bereits im ACSII-Format geschieht, wird keine spezielle Software benötigt, um die Daten in einen PC einzulesen. Die Daten können an jedem Standart-PC, der über ein geeignetes Terminalprogramm (z. B. Hyperterminal in Windows-PCs) verfügt, eingelesen und gespeichert werden. Die Daten können anschließend mit jeder beliebigen Software gelesen und statistisch ausgewertet werden Gehäuse Die zwei Detektoren, die beim Exposimeter der 1. Generation verwendet wurden, und alle elektronischen Komponenten sind auf einer Leiterplatine angebracht. Diese Platine ist im Gerätegehäuse verschraubt. Das Gehäuse hat die Abmessungen 113 x 62 x 29 mm³. Es wurde ein Gehäuse aus Aluminium verwendet, um die Elektronik von Störsignalen abzuschirmen. Aufgrund seiner Größe und des geringen Gewichts (150g) kann das Exposimeter leicht an einer Person getragen werden. 31

36 Abbildung 2.5: Exposimetergehäuse mit Einlasslöchern Kalibration Das Exposimeter wird kalibriert in einem geschlossenen Container, der neben dem Exposimeter, Radium-haltigen Sand als Radonquelle und ein kommerzielles Referenzmessgerät (AlphaGUARD der Firma Genitron) enthielt. Nach einer 5-Tages- Messung werden die im Exposimeter gespeicherten Zählraten mit der vom AlphaGUARD gemessenen Radonkonzentration verglichen. 32

37 Abbildung 2.6: Exposimeter in Kallibriercontainer zusammen mit Radonquelle und Refferenzmessgerät ALPHA Expo1 Bq/m³ Jan 14. Jan 15. Jan 16. Jan 17. Jan 18. Jan 19. Jan 20. Jan 21. Jan 22. Jan 23. Jan Abbildung 2.7: Ergebnis der Kalibriermessung; ALPHA : AlphaGUARDs; Expo1: Exposimeter Der Kalibrierfaktor für das Gerät der 1. Generation wurde bestimmt zu 30 (Bq h ) / (m³ count). D.h. eine Radonkonzentration von 100 Bq/m³ führt zu einer Zählrate von etwa 3 Impulsen pro Stunde. 33

38 Bestimmung des Untergrunds Nachdem die Kalibrierung bei relativ hohen Radonkonzentrationen von mehereren hundert Bq/m³ durchgeführt wurde, wurden auch Vergleichsmessungen bei möglichst niedrigen Radonkonzentrationen durchgeführt, um das eventuelle Vorhandensein eines Untergrunds zu bestimmen. Wieder wurde über einen Zeitraum von ein paar Tagen gemessen und das Ergebnis mit einem Referenzmessgerät (AlphaGUARD) verglichen. Die Messung wurde im Tiefkeller des Instituts für Strahlenschutz durchgeführt. Da dieser von einer speziell gefilterten Klimaanlage durchgehend belüftet wird, waren hier sehr niedrige Radonkonzentrationen zu erwarten. Abb 2.8 zeigt das Ergebnis der Untergrundmessung. Aufgrund der niedrigen Radonkonzentration und der somit sehr niedrigen Zählraten war eine Darstellung der stündlichen Messwerte des Exposimeters nicht sinnvoll. Es sind daher gleitende 6-Stunden- Mittelwerte dargestellt. Der Mittelwert der mit dem Exposimeter bestimmten Radonkonzentration über den Messzeitraum ergab 17 1,7 Bq/m³, die AlphaGUARD-Messung ergab 20 Bq/m³. Auch bei diesen niedrigen Konzentrationen konnten also konsistente Messergebnisse erzielt werden Expo3 Alphaguard 50 Bq/m³ Abbildung 2.8: Ergebnis der Untergrundsmessung gleitende 6-StudenMittelwerte 34

39 3.) Design des verbesserten Exposimeters 3.1. Detektoren Für die Bestimmung der Personendosis ist eine möglichst genaue Kenntnis der Exposition zu jedem Zeitpunkt unabdingbar. Insbesondere sind Unterschiede in der Exposition zwischen den Wach- und Schlafphasen (Atemrate) interessant, sowie unterschiedliche Expositionen zu Hause oder am Arbeitsplatz. In beiden Fällen sind Expositionen in einem Zeitraum von ca. 8h von Interesse. Bei einer mittleren Radonkonzentration on 50 Bq/m³ erhält man mit dem Exposimeter der 1. Generation Zählraten von ca. 12 Impulsen in 8 Stunden, was einem statistischen Fehler von etwa 30% entspricht. Eine Verringerung dieses Fehlers war die Motivation zur Entwicklung einer 2. Generation des Exposimeters. Dies wurde erreicht, indem größere Siliziumdetektoren verwendet wurden. Bei der 2. Generation des Exposimeters werden jeweils zwei Detektoren mit einer aktiven Fläche von 4 x 121 mm² verwendet. Jeder Detektor besteht aus 4 parallel geschalteten Siliziumdioden, die auf einem Keramikträger montiert sind. Bei einer Spannung von 15 V bilden die Dioden eine ca. 100 µm Dicke Verarmungszone, in der alle einfallenden Alphateilchen vollständig gestoppt werden. Abbildung 3.1: Konstruktionszeichnung der Siliziumdetektoren inkl. Keramikträger 35

40 3.2. Verstärker Aufgrund der größeren aktiven Fläche erhöht sich allerdings auch die Kapazität der Detektoren und damit die Kapazität am Eingang des Verstärkers. Die Verstärkerelektronik des Exposimeters der 1.Generation ist jedoch nicht für eine solche Kapazität ausgelegt. Vor allem aufgrund der niedrigen Open-Loop-Verstärkung der einzelnen Verstäkerstufen bricht die Gesamtverstärkung bei Verwendung der neuen Detektoren soweit zusammen, dass das Ausgangssignal nur noch wenige Millivolt beträgt und damit in der selben Größenordnung liegt wie das Rauschen der Elektronik. Also mußte zum Betrieb der größeren Detektoren eine neue Verstärkerelektronik entwickelt werden. Der komplette Verstärker des Exposimeters der 2. Generation besteht wieder aus einem Vorverstärker, einem Impulsformer und einem Nachverstärker Vorverstärker Der Vorverstärker des Exposimeters der 2. Generation ist aufgebaut aus 3 einzelnen Verstärkerstufen. Jeweils ein Transistorpaar vom Typ 2SK932 bildet das Herzstück der einzelnen Verstärkerstufen. Abbildung 3.2 zeigt den Aufbau einer Stufe. Jede Stufe hat eine Leerlaufverstärkung (Open Loop Gain) von etwa Faktor 50. Abbildung 3.2: Verstärkerstufe des Exposimeters der 2. Generation; VCC: Betriebsspannung 3,3 V; Signal: Eingangsignal; Out: Ausgangssignal 36

41 Abb. 3.3 zeigt das Ausgangssignal des kompletten Vorverstärkers, für einen Ladungsimpuls am Verstärkereingang, der dem durch den Siliziumdetektor bei Auftreffen eines 1 MeV α- Teilchens entspricht. Es wurde mit Hilfe des Elektronik-Simulationsprogramms SwitcherCAD III berrechnet. Die Gesamtverstärkung des Vorverstärkers ist ca Abbildung 3.3: Ausgangssignal des Vorverstärkers des Exposimeters der 2. Generation Aufgrund des größeren Integrationskondensators im Rückkopplungszweig des Vorverstärkers ist das Ausgangssignal kleiner als bei dem im Exposimeter der 1. Generation verwendeten Vorverstärker, jedoch nur für eine Detektorkapazität von unter 1nF. 37

42 Abbildung 3.4: Ausgangssignal des Vorverstärkers des Exposimeters der 1. Generation, bei 500 pf Detektorkapazität Abb. 3.5 zeigt das Ausgangssignal des Vorverstärkers der 1. Generation für eine Detektorkapazität von 1nF. Das Signal ist dabei um 25% eingebrochen (von 44mV auf 33 mv). Die Signalamplitude des Vorverstärkersausgangs der 2. Generation dagegen bleibt auch bei der größeren Detektorkapazität bei 24 mv. Abbildung 3.5: Ausgangssignal des Vorverstärkers des Exposimeters der 1. Generation, bei 1 nf Detektorkapazittä 38

43 Impulsformer Das Ausgangssignal des Vorverstärkers ist noch recht lang. Es benötigt ca. 500 µs, um wieder auf Null abzufallen. Treffen zwei Alphateilchen in dieser Zeitspanne auf den Detektor würden sich ihre Signale aufaddieren (pileup). Abb. 3.6 zeigt das Ausgangssignal des Vorverstärkers für zwei aufeinanderfolgende Detektorimpulse. Abbildung 3.6: Ausgangssignal des Vorverstärkers des Exposimeters der 2. Generation für zwei schnell aufeinander folgende Detektorimpulse Um diesem Effekt vorzubeugen, ist es auch beim Exposimeter der 2. Generation nötig, den langsamen Abfall des Signals zu unterdrücken. Abb. 3.7 zeigt den dafür entwickelten Impulsformer. Anders als beim Exposimter der 1. Generation ist dieser nicht aus RC-Gliedern aufgebaut, sondern wird durch den Einsatz von Spulen realisiert. 39

44 Abbildung 3.7: Impulsformer des Exposimeters der 2. Generation; PreOut: Ausgang des Vorverstärkers; Pulse: Ausgang des Impulsformers Abbildung 3.8 zeigt die Filterwirkung des Impulsformers. Die gesamte Impulszeit ist dadurch mit ca. 80 µs drastisch kürzer als das Ausgangssignal des Vorverstärkers. Es lassen sich schneller aufeinanderfolgende Detektorsignale auflösen. 40

45 Abbildung 3.8: Ausgangssignal des Vorverstärkers des Exposimeters der 2. Generation für zwei schnell aufeinander folgende Detektorimpulsen Nachverstärker Das Augangssignal des Impulsformers ist mit einer Amplitude von 15 mv immer noch zu niedrig um logisch weiterverarbeitet zu werden. Daher ist dem Impulsformer noch ein Nachverstärker nachgeschaltet. Dieser ist aus einer Verstärkerstufe ähnlich der des Vorverstärkers aufgebaut und einer 2. Stufe, bestehend aus einem Transistor Triplet für eine höhere Gesamtverstärkung, wie in Abb dargestellt. Das Ausgangssignal des Nachverstärkers hat eine Amplitude von 300 mv. Sie ist damit um den Faktor 3 höher als die des Verstärkers im Exposimeter der 1. Generation Komparator Die Beschaltung des Komperators ist identisch mit dem der 1. Exposimetergeneration. Aufgrund der unterschiedlichen Verstärkungsfaktoren der Verstärker mußte die Schwellenspannung neu bestimmt werden, so dass auch im Exposimeter der 2. Generation alle α-teilchen ab einer Energie von 1,5 MeV gezählt werden Mikrocontroller Für die 2. Exposimetergeneration wurden Mikrocontroller des gleichen Typs wie für die 1. Generation verwendet. Die Software ist zum größten Teil identisch, bis auf eine wichtige Änderung. Ein Problem der Exposimeter ist die Empfindlichkeit auf starke Erschütterung. Diese erzeugen ein Detektorsignal, das vom Mikrocontroller genauso gezählt wird, wie das Signal der α-strahlung. Typisch für ein erschütterungsinduziertes Signal ist eine sehr große Anzahl von Zählimpulsen in sehr kurzer Zeit. Daher wurde die Software des Mikrocontrollers so modifiziert, dass diese Signale identifiziert und unterdrückt werden. Dies geschieht in 41

46 jedem Durchlauf der Hauptprogrammschleife (vgl. Kap.2.2.4). Der Eingang des Hardwarezählers wird ausgelesen und mit dem Wert des vorigen Durchlaufs verglichen. Ändert sich dieser Wert um mehr als 10 Impulse, werden diese verworfen und der Hardwarezähler wird auf den alten Wert zurückgsetzt. Ein Nachteil dieser Methode ist, dass dadurch auch Radoninduzierte Zählraten größer als 10 Impulse pro Schleifendurchlauf nicht mehr registriert werden können. Ein Schleifendurchlauf benötigt etwa 10 Milisekunden, 10 Impulse pro Durchlauf entsprechen also 1 Impuls / ms, dies entspricht rein rechnerisch einer Grenz- Radonkonzentration von 10 7 Bq/m³ Gehäuse Das Gehäuse des Exposimeters der 2. Generation ist identisch mit dem der 1. Generation Kalibrierung Zur Kalibrierung wurde das Exposimeter über einen Zeitraum von mehreren Tagen zusammen mit einem kommerziellen Referenzmessgerät (AlphaGUARD) in einen Bereich hoher Radonkonzentration gebracht. Der Quotient aus den insgesamt gezählten Ereignissen des Exposimeters (N) und des Integrals der Radongaskonzentration (C) über den Messzeitraum ergibt wieder den Kalibrierfaktor (f Kal ). Abbildung 3.9 zeigt das Ergebnis der Kalibriermessung. Es ergab sich: N = 4340 ; C = Bq m -3 h -> f Kal = 14,8 Bq m -3 h Der statistische Fehler der vom Exposimeter dabei gezählten Impulse liegt somit bei 1,5 %. Der Fehler des Referenzmessgerätes über den Zeitraum ist dagegen zu vernachlässigen, so dass der Fehler des Kalibrierfaktors auch mit 1,5 % angegeben werden kann. Dies ist vertretbar, da die erwarteten statistischen Fehler beim Einsatz als Personenexposimter und bei Messungen von Radonkonzentrationen in Wohnräumen etwa um den Faktor 10 höher liegen Expo 2.1 AlphaGUARD 1500 Bq / m³ Abbildung 3.9: Kalibriermessung der 2. Generation des Exposimeters Zum Vergleich mit dem Exposimeter der 1. Generation, wurde ein Gerät der 1. Exposimetergeneration mit in das Kalibriervolumen gegeben. Der Kalibrierfaktor für dieses war breits bekannt (siehe oben), wurde hier noch einemal zur Kontrolle neu bestimmt (auf die gleiche Weise wie für das Gerät der 2. Generation) und man erhält : 42

47 N = 2194; C = Bq m -3 h -> f Kal = 29,2 Bq m -3 h Bei gleicher Radongaskonzentration erhält man mit dem Exposimeter der 2. Generation eine Faktor 2 größere Zählrate. Dies entspricht in etwa einem Faktor, den man aufgrund des Verhältnisses der Detektorflächen ( 2.Gen : 8 x 120 mm² zu 1. Gen: 2 x 200 mm²) erwarten würde. Abbildung 3.10 zeigt das Ergebnis der Kalibriermessung der beiden Geräte, im Vergleich gut zu erkennen ist die erwartete höhere Schwankungsbreite bei den durch das Gerät der 1. Generation gewonnen Messwerten. Der statistische Fehler der hier aufgetragenen stündlichen Messwerte liegt bei dem Gerät der 2. Generation im Durchschnitt bei 12 %, der des Geräts der 1. Generation bei 17 % Expo 1.3 Expo Bq / m³ Abbildung 3.10: Vergleich der Messwerte der 1. und 2. Version des Exposimeters wärend der Kalibriermessung Zur Reduktion des statistischen Fehlers wurde ein gleitender Mittelwert gebildet. Jeweils 6 Messwerte wurden zusammengefasst. Damit lassen sich die Messungen der beiden Geräte besser vergleichen. Wie in Abblildung 3.11 dargestellt, erhält man dadurch eine sehr gute Übereinstimmung der beiden Messkurven. Dies zeigt, dass es außer der Änderung des Kalibrierfaktors keinen systematischen Unterschied im Messverhalten der beiden Gerätegenerationen gibt. 43

48 ExpoV1.3 Expo Bq / m³ Abbildung 3.11: Vergleich der 6-h gleitenden Mittelwerte der beiden Exposimeterversionen 44

49 3.7. Bekannte Probleme Sowohl die Exposimeter der 1. als auch der 2. Generation sind anfällig für starke Erschütterungen. Während der Messung der Personenexposition wurde in Einzelfällen eine Fehlfunktion des Exposimeters beobachtet. Diese äußerte sich in extrem hohen Zählraten (>200) in einzelnen Stunden. Ein Vergleich mit den Tätigkeiten der Testpersonen zu diesem Zeitraum ergab, dass diese Fehlmessungen zu Zeiten starker Erschütterungen (z.b. Transport des Exposimeters in einem Fahrradgepäckträger) auftraten. Dass es sich um Messfehler handelte und nicht um tatsächliche Radon bedingte Zählraten, lässt sich aus der Tatsache ableiten, dass aufgrund des radioaktiven Abbaus der Folgeprodukte im Exposimeter die Zählrate innerhalb einer Stunde nicht um mehrere Größenordnungen fallen kann (Vgl. Kap. 4.2). Zur Lösung dieses Problems wurde ein Algorithmus entwickelt, um diese Messfehler zu identifizieren und aus der Auswertung zu entfernen. Für die Berechnung der persönlichen Exposition wurde hier dann jeweils der Messwert der folgenden Stunde angenommen. Diese Korrektur mußte bei 8 der 15 Messungen der Personenexposition (Vgl Kap. 6) durchgeführt werden und betraf dabei jeweils nur etwa 2% der Messwerte. Die Messungen der Raumkonzentrationen wiesen diesen Fehler nicht auf. Das war zu erwarten, da diese Geräte während der Messung nicht bewegt und damit keinen Erschütterungen ausgesetzt wurden. Auch wenn diese Ereignisse i. A. bei der Datenanalyse identifiziert und bereinigt werden können, ist natürlich eine komplette Unterdrückung derselben wünschenswert. Eine der folgenden Maßnahmen oder eine Kombination dieser, sollte das Problem in Zukunft beseitigen: Änderung des Gehäusematerials, Kunststoff statt Aluminium Schockabsorbierende Aufhängung der Detektoren, anstelle des direkten Aufklebens auf der Platine Elektronische Filterung der Störsignale Die in den Prototypen des Exposimeters der 2. Generation verwendete Elektronik ist bislang noch empfindlich für Störsignale und liefert gelegentlich ungeklärte Fehlimpulse. Diese können bei hohen Radonkonzentrationen (>500 Bq/m³), in denen das Exposimeter der 2. Generation bislang getestet wurde gegen die viel höheren Zählraten, vernachlässigt werden. Im Bereich der niedrigen Radonkonzentrationen, wie sie im Wohnungsbereich zu erwarten sind, stellt dies noch ein Problem dar. Eine weitere Untersuchung der Ursachen und anschließende Elimination dieser Fehlimpulse ist daher nötig. Es kann jedoch davon ausgegangen werden, dass nach Identifikation der Störsignale eine elektronische Filterung derselben kein Problem darstellen sollte. 45

50 46

51 4.) Pilot-Einsätze des Exposimeters 4.1. Thoron-Test (China) Beschäftigt man sich mit Radonmessungen, ist eine Auseinandersetzung mit Thoron unumgänglich. Da es sich bei Thoron um einen Alphastrahler handelt und sich noch drei weitere Alphastrahler unter den Thoronfolgeprodukten befinden (siehe Kapitel 1.1), mußte ein möglicher Einfluss der Thoronkonzentration auf die Messungen des Exposimeters untersucht werden. Die derzeitige Exposimeterelektronik zählt alle Alphasignale ab einer Schwellenenergie von 1,5 MeV, so dass nicht zwischen den Energien verschiedener Folgeprodukte unterschieden wird. Die Elektronik unterscheidet also nicht zwischen Signalen von Radon, Thoron oder deren jeweiligen Folgeprodukten. Im Rahmen von Messungen in traditionellen chinesischen Höhlenwohnungen konnte nachgewiesen werden, dass die Thoronkonzentration in der Luft dennoch keinen Einfluss auf die Messwerte des Exposimeters hat. Abbildung 4.1: Traditionelle chinesische Höhlenwohnung Die dort untersuchten Wohnungen zeichnen sich dadurch aus, dass sie entweder direkt in einen Thorium reichen Untergrund gegraben sind, oder aber aus ungebrannten Ziegeln des selben Materials errichtet sind. Dies führt zu recht hohen Thoronexhalationsraten der Baumaterialien und damit hohen Thoron- und Thoronfolgeproduktkonzentrationen in diesen Wohnungen. Im Rahmen von Experimenten zur Entwicklung eines Thoronmodels für Innenraumkonzentrationen (durchgeführt durch die AG Radioökologie des Instituts für Strahlenschutz) wurden auch zwei Exposimeter in eine solche Wohnung gebracht [57]. Das erste Gerät wurde dabei mitten im Raum aufgestellt, das 2. Gerät direkt an einer der Wände. Die Thoronkonzentration, die aufgrund der geringen Halbwertszeit (55s) sehr stark abhängig ist von der Entfernung zu Wänden und Boden, wurde an unterschiedlichen Positionen mit einem Gerät vom Typ RAD7 bestimmt (Abb. 4.2). 47

52 Exp1 Raummitte Exp2 Wand RAD Bq/m³ Abbildung 4.2: Vergleich der gemessenen Thoronkonzentrationen (RAD 7) mit den Messwerten der Exposimeter (Exp1 und Exp2). Für diese Messungen wurden Exposimeter der 1. Generation verwendet Die vom RAD7 gemessenen hohen Thoronkonzentrationen stammen von Messungen nahe der Raumwand, also auch nahe des 2. Exposimeters. Wäre das Exposimeter sensitiv auf Thoronkonzentrationen, würde man hier systematische Differenzen der Messwerte zwischen den beiden Exposimetern erwarten. Dies ist nicht der Fall. Offensichtlich ist die Diffusion in die Exposimeter um mehr als einige Minuten verzögert. Die Messwerte der Exposimeter wurden zur Kontrolle auch mit einem in der Raummitte aufgestellten Radonmeßgerät vom Typ AlphaGUARD verglichen. Hier sieht man eine gute Übereinstimmung der gemittelten Exposimetermeßwerte mit der im Raum herrschenden Radonkonzentration (Abb. 4.3). Es kann also davon ausgegangen werden, dass Thoronkonzentrationen keinen Einfluß auf die mit dem Exposimeter erzielten Messergebnisse haben. Die Erklärung hierfür liegt in der langen Diffusionszeit, die Radon und Thoron benötigen, um von der Umgebungsluft durch die mit einem Filter abgedeckten Löcher in die Messkammer des Exposimeters zu gelangen (Siehe Kapitel 4.2). Aufgrund der kurzen Halbwertszeit von Thoron gelingt es diesem nicht, die Diffusionsbarriere in das Exposimeter rechtzeitig vor Zerfall zu überwinden. Für Radon stellt dies aufgrund der sehr viel längeren Halbwertszeit kein Hindernis dar Exp1 Raummitte AlphaGuard Raummitte Bq/m³ Abbildung 4.3: Vergleich der ExposimeterMeßwerte (Exp1) mit AlphaGUARD in der Raummitte eines chinesischen Wohnraumes 48

53 4.2. Zeitverhalten der Zählraten In einem Quellschacht eines Wasserwerks in Nordbayern wurden Kurzzeitmessungen durchgeführt um das zeitliche Ansprechverhalten des Exposimeters zu bestimmen. In dem Schacht waren Radonkonzentrationen von mehreren hundert kbq/m³ vorzufinden. Abbildung 4.4: Einstieg in den Quellschacht eines Wasserwerks Für diese Messung wurde das Speicherintervall des Mikrocontrollers auf 2 Minuten gesetzt. Das Exposimeter der 1. Generation wurde für einen Zeitraum von 24 Minuten in den Quellschacht gelegt und anschließend für mehrere Stunden in einen Bereich niedriger Radonkonzentration ( < 50 Bq/m³) gebracht. Die beobachtete Anstiegszeit des Signals in der ersten halben Stunde der Messung (Abb. 4.5) wird bestimmt durch die Diffusion von Radongas in das Messvolumen und den Aufbau des ersten Alphateilchen emittierenden Folgeprodukts 218 Po. Der verglichen dazu langsame Abfall des Signals nach dem Entfernen des Geräts aus dem Bereich hoher Konzentration, kann durch den physikalischen Zerfall der Radonfolgeprodukte erklärt werden. Abbildung 4.5 zeigt den Vergleich zwischen den gemessenen und einer errechneten Zählrate. Zur Berechnung der theoretisch erwarteten Zählrate wurde die Diffusion in das Messvolumen sowie die Zerfallskette von 222 Rn zu 210 Po ( 222 Rn -> 218 Po -> 214 Pb -> 214 Bi -> 214 Po -> 210 Pb) berücksichtigt. Die sich ergebenden Differentialgleichungen wurden numerisch gelöst. 49

54 1000 Counts 100 Fit Po218 Po214 Exposimeter :00 14:00 15:00 16:00 Abbildung 4.5: Vergleich der Exposimeter-Meßwerte mit der gerechneten erwarteten Zählrate und den Anteilen der jeweiligen Folgeprodukte. Während des blau hinterlegten Zeitraums befand sich das Exposimeter im Quellschacht. Bis zum Zeitpunkt T 1 =0 wurde eine Radonkonzentration von 0 Bq/m³ angenommen. Dies entspricht nicht der Wirklichkeit, da tatsächlich eine Konzentration zwischen 5 und 20 Bq/m³ herrschte, die im Vergleich zu den gemessenen Konzentrationen > 100 kbq/m³ jedoch vernachlässigbar ist. Ab dem Zeitpunkt T 1 wurde die Diffusion von Außenluft in das Messvolumen durch die Gleichung (4.2.1) berechnet. C Rn222 N Rn222 Rn222 Rn = CN 1 + ( CH CN ) D t (4.2.1) Rn222 C N - Radonkonzentration zum Zeitpunkt t=n [ Bq/m³] Rn222 C H - Radonkonzentration im Quellschacht D - Diffusionskonstante für den Strom von Radongas in das Messvolumen. t = t N t (Zeitintervall der numerischen Näherung) N 1 Ab dem Zeitpunkt t 2 = t min wurde die Radonkonzentration mit Gleichung (4.2.2) berechnet. C Rn222 N Rn222 Rn222 Rn222 = CN 1 + ( CN 1 CL ) D t (4.2.2) Rn222 C L - Radonkonzentration im Bereich niedriger Konzentration. Es wurden hier der mittlere Wert von 10 Bq/m³ angenommen. Eine gute Näherung ergab sich bei Verwendung von t = 10s. 50

55 Die Radonkonzentration C Rn222 wird nur über die Diffusionsgleichungen (4.2.1 und 4.2.2) berechnet, da die Konzentrationsabnahme durch physikalischen Zerfall aufgrund der gegenüber dem Messzeitraum langen Halbwertszeit vernachlässigt werden kann. Zur Berrechnung der Folgeproduktkonzentrationen wurden folgende Gleichungen genutzt: C C C C Po218 N Pb214 N Bi214 N Po214 N = C = C = C = C Po218 N 1 Pb214 N 1 Pi214 N 1 Po214 N 1 + ( C + ( C + ( C + ( C Rn222 N Po218 N 1 Pb214 N 1 Bi214 N 1 λ λ λ Rn222 Po218 Pb214 λ Bi214 t) ( C t) ( C t) ( C t) ( C Po218 N 1 Pb214 N 1 Bi214 N 1 Po214 N 1 λ λ λ Po218 Pb214 Bi214 λ Po214 t) t) t) t) Der Zerfall von 214 Pb und 214 Bi wurde berücksichtigt. Da diese beiden Radontöchter Betastrahlung abgeben, deren Energiedeposition im Detektor weit unter der zum Erzeugen eines Ereignisses benötigten Schwellenenergie liegt, gehen die Zerfälle dieser Folgeprodukte nicht in die Zählrate mit ein. Jedoch bestimmen ihre Halbwertszeiten den zeitlichen Abfall des Messsignals, da die Entstehung des sehr kurzlebigen 214 Po, das wieder Alphateilchen emittiert, von diesen abhängt. Simulationen im Rahmen der Diplomarbeit haben ergeben, dass in die Zählrate hauptsächlich nur die beim Zerfall von 218 Po und 214 Po entstehenden Alphateilchen eingehen. Die bei dem Zerfall von 222 Rn selbst entstehenden Alphateilchen können dagegen vernachlässigt werden [30]. Dies ist verständlich, da Alphateilchen, die beim Zerfall von 222 Rn entstehen, ihren Ursprung irgendwo innerhalb des Messvolumens haben. Sie müssen also eine gewisse Strecke durch die Luft in der Messkammer zurücklegen, bevor sie auf den Detektor treffen. Es können also nur Zerfälle von Radonatomen detektiert werden, die sich zum Zeitpunkt des Zerfalls innerhalb eines 3 cm Radius um den Detektor herum befinden. (siehe Abb. 4.6) Von den dabei entstehenden Alphateilchen treffen aufgrund der Geometrie nur 27% den Detektor. 51

56 Abbildung 4.6: Reichweite von Alphateilchen in Luft [20] Die Radonfolgeprodukte sind im Gegensatz zu Radongas allerdings an Aerosolteilchen gebunden, die sich auf Detektoroberfläche und Messkammerwänden abscheiden. Daher wird der zum Verhältnis Detekoroberfläche zu Innenwandoberfläche proportionale Anteil (1:50) der Folgeprodukte detektiert. Somit ergibt sich der Ansatz für eine Fit-Funktion zu: R R K = Po 218 Po 218 Po 214 Po 214 K (( C N 1 λ t) + ( C N 1 λ t)) : berrechnete Zählrate des Exposimeters im Zeitraum t : Nachweiswahrscheinlichkeit eines Zerfalls in der Messkammer Die dimensionslose Konstante K enthält die Nachweiswahrscheinlichkeit des Detektors und das Verhältnis von Detektoroberfläche zu Messkammeroberfläche. Man erhält den Proportionalitätsfaktor durch Berechnung der theoretischen Zählrate für den Fall konstanter Radonkonzentration für ein t so groß gewählt, dass 222 Rn mit seinen Folgeprodukten in der Messkammer im Gleichgewicht steht. Diese berrechnete Zählrate vergleicht man dann mit dem aus der Kalibriermessung bekannten Kalibrierfaktor und es ergibt sich K = Rn C 222 F kal Z tot C Rn222 : bekannte Radonkonzentration pro m³ Z tot : Anzahl der berechneten α-zerfälle pro m³ bei C Rn222 : Kalibrierfaktor des Exposimeters F kal 52

57 Da die Radonkonzentration und Aktivität jeweils pro m³ angegeben sind, ergibt sich Aufgrund des kleinen Messvolumens (V = 100 x 20 x 50 mm³ = 1/10000 m³) ein kleiner Faktor K. Für das Exposimeter der 1. Generation ergibt sich damit K= 0, Die gefittete Funktion hat somit nur die folgenden 2 Fitparameter : Rn222 C H - Radonkonzentration im Quellschacht D - Diffusionskonstante für Radongas in das Messvolumen. Die Summe der Differenzquadrate zwischen gemessenen und gerechneten Zählraten wurde als das zu minimierende Fitkriterium gewählt. Als besten Fit erhält man damit 300 kbq/m³ für die Radonkonzentration im Quellschacht und 0,000761s -1 für die Diffusionskonstante. Aus der Diffusionskonstante von 0,000761s -1 folgt, dass nach 60 Minuten die Radonkonzentration im Messvolumen des Exposimeters etwa 95% des Wertes der Konzentration außerhalb erreicht hat. D.h. bei dieser Messung war nach 24 Min die Radongaskonzentration im Messgerät 203 kbq/m³, also etwa 66% der Konzentration im Schacht. Aus dem mit dem Exposimeter gemessenen Kurvenverlauf ergibt sich - integriert von bis 17:00 - eine kumulative Radonexposition von 144 kbq/m³ h. Tatsächlich befand sich das Gerät 25 Minuten im Quellschacht, in dem die Radonkonzentration abgeleitet aus dem Kurvenverlauf 300 kbq/m³ betrug. Daraus ergibt sich zur tatsächlichen kumulativen Exposition ein Beitrag von 300 * (25 / 60) kbq/m³ h im Quellschacht und etwa 10 * 5 Bq h in Außenluft. Das Ergebnis von 125 kbq/m³ h stimmt sehr gut mit dem gemessenen überein. Die Erklärung hierfür liegt darin, dass die Diffusion in das Gerät hinein mit der gleichen Geschwindigkeit erfolgt wie die Diffusion heraus. Der Aufbau und langsame Abbau der Radonfolgeprodukte in der Messkammer führt nur zu einer zeitlichen Verschiebung der angezeigten Werte und hat keinen Einfluss auf deren Integral. 53

58 4.3. Vergleich der Ergebnisse von Exposimetern der 1. und 2. Generation Im Gasteiner Heilstollen in Bad Gastein (Österreich) wurden Kurzzeitmessungen durchgeführt, um das zeitliche Ansprechverhalten der Exposimeter der 1. Generation mit dem der 2. Generation zu vergleichen. Im Stollen sind bekanntermaßen Radonkonzentrationen in der Größenordnung von 100 kbq/m³ vorzufinden. Abbildung 4.7: Zug in den Stollen Die Messungen wurden im Rahmen von 2 typischen Patienteneinfahrten durchgeführt, eine am Vormittag (10:05) und eine am Nachmittag (16:10). Vor Beginn der 2. Messung waren die in der Messkammer entstandenen Radonfolgeprodukte bereits wieder zerfallen und konnten somit die 2. Messung nicht beeinflussen. Die Ein- und Ausfahrt dauerte jeweils 15 Minuten, während derer die Radonkonzentration stetig anstieg bzw. abfiel. Im Stollen wurden die Exposimeter in den Ruhebereichen der Patienten aufgestellt. Dort wurde für 45 Minuten, die Aufenthaltsdauer der Patienten, die Radonkonzentration gemessen. Anschließend wurde der Stollen wieder verlasssen. 54

59 Abbildung 4.8: Ruhebereich der Patienten Abbildung 4.9 zeigt den Vergleich der Messwerte der Exposimeter der 1. und 2. Generation. Es lassen sich keine Unterschiede im zeitlichen Verlauf der Messwerte feststellen. Dies war zu erwarten, denn die Exposimetergenerationen unterscheiden sich zwar in aktiver Detektorfläche und Elektronik, doch sind diese nicht bestimmend für den zeitlichen Signalverlauf, da dieser abhängig ist vom Diffusionsverhalten und dem physikalischen Zerfall der Folgeprodukte im Messvolumen (siehe Kapitel 4.2). Da für beide Generationen dasselbe Gehäusedesign verwendet wurde, ergeben sich auch gleiche Diffusionskonstanten Bq / m³ ExpoV1.4 ExpoV : : : : : : Abbildung 4.9: Vergleich der Radonkonzentration gemessenen mit der 2. Exposimetergeneration und mit der 1. Exposimetegeneration 55