Универзитет у Новом Саду

Природно-математички факултет

Департман за физику

РАДИОЛОШКА БЕЗБЕДНОСТ ПИЈАЋИХ ВОДА

Дипломски рад

Ментори:

Кандидат:

проф. др Наташа Тодоровић

Јелена Влаховић

проф. др Сања Бијеловић

Нови Сад, 2021.

Овим путем бих желела да се захвалим свом ментору, проф. др Наташи

Тодоровић, на неизмерној помоћи, како приликом студирања тако и приликом израде овог
рада.

Посебну захвалност дугујем и др Бранки Радуловић на помоћи око статистичке

обраде података изнесених у овом раду.

УВОД

Квалитет и безбедност пијаће воде су од круцијалног значаја за људски развој и

благостање, што је и препознато као основно људско право од стране Уједињених
Нација. Обезбеђивање здравствено безбедне воде је један од најзначајних
инструмената у промовисању здравља и смањивању сиромаштва.

Сам квалитет воде често је компромитован од стране људи и њихових

активности. Нуклеарне технике су ту да нам дају увид у факторе квалитета воде, али и
начине на који можемо одржавати квалитет воде, односно поправити загађену воду.

Када говоримо о здравствено безебедној води ми уствари подразумевамо

одсуство микробиолошких, хемијских и физичких опасности које након изложености
могу изазвати настанак обољења у популацији. Дужа изложеност

дравствено

небезбедној води може довести до поремећаја здравственог стања појединца. Посебном
ризику изложене су труднице, дојлије, деца, стари и болесни, али и жене и девојке
којима је здравствено безбедна вода неопходна за одржавање личне хигијене, а
недостатак исте може довести до поремећаја здравља.

ЈОНИЗУЈУЋЕ ЗРАЧЕЊЕ

Радиоактивност је процес у ком долази до спонтане трансформације језгра

приликом чега оно мења свој састав или енергетско стање. Са становишта радиоактивног
распада, сва језгра можемо поделити у две групе:

стабилна и нестабилна (радиоактивна).

Даље, радиоактивна језгра можемо поделити на

природна и вештачка

, односно она која су

произведена  у  нуклеарним  реакцијама.  Сва  ова  језгра  распадају  се  путем  алфа  или  бета
распада  приликом  чега  долази  до  промене  састава  језгра.  Као  последица  тога  створено
језгро  се  може  налазити  у  побуђеном  стању  и  емисијом  гама  зрачења  оно  ће  прећи  у
основно  стање.  Дакле,  и  алфа  и  бета  распад  праћени  су  емисијом  гама  зрачења,  које  је
електромагнетне природе. Ове врсте распада се разликују по својој енергији и продорној
моћи, па стога имају и различито дејство на жива бића.

Алфа зрачење може да буде заустављено листом папира и оно једва продире кроз

спољне слојеве епитела на кожи. На основу тога можемо закључити да овај тип радијације
није  опасан  уколико  алфа  честицу  не  унесемо  у  наш  организам  инхалацијом  или
ингестијом  или  уколико  она  не  продре  у  тело  кроз  неку  отворену  рану,  јер  тада  наноси
велика  оштећења.  Бета  радијација  је  продорнија  у  односу  на  алфа  и  она  може  да  прође
кроз један до два центиметра живог ткива. Док  је  у односу на претходне две врсте гама
радијација најпродорнија и она пролази кроз сва тела изузев кроз дебеле плоче од олова
или бетона. (Слика 1.1)

Слика 1. 1 Продорне моћи јонизујућег зрачења

Јонизујуће зрачење дефинише се као електромагнетно или честично зрачење које

има способност да изазове јонизацију молекула у материјалу. Када говоримо о врстама

знатно  већи  број  језгара  који  се  налази  ван  линије  стабилности  на  неутрон-протонској
шеми доживљава бета распад, независно од тога да ли су у питању лака или тешка језгра.
Периоди  полураспада  познатих  бета  емитера  крећу  се  у  веома  великом  опсегу,  као  и
укупна енергија која се ослабађа приликом овог распада, она се креће од 18 keV па све до
16.6  MeV.  Важно  је  нагласити  да  приликом  бета  распада  долази  до  трансформације
појединачних  нуклеона  и  до  стварања  честица  које  пре  тога  нису  постојале  у  језгру.
Разликјемо  три  типа  бета  распада,  то  су:  β

, β

и електронски захват (К захват). (Крмар,

2013)

Негативна бета честица (β

) је врло брзи електрон ког емитује језгро приликом

бета-минус распада. Радиоизотопи који имају вишак електрона се обично распадају на
овај начин. То значи да се емисија овог електрона дешава када се један неутрон из језгра
трансформише у протон, који остаје у језгру, и електрон који напушта језгро као β

честица. Осим овог електрона језгро емитује и антинеутрино, који са собом односи део
енергије распада. Ова честица нема наелектрисање и практично је без масе, те нема
утицаја на материју.

? →

? + ?

−

+ ?̃

?+1

(1.3)

Након бета минус распада број нуклеона је остао исти, а према томе и атомска

маса, те се може рећи да у бета распаду учествују изобари.

Позитивна бета честица (β

) је врло брзи позитрон. То је честица која има

идентичну масу као електрон, као и идентично наелектрисање, али супротног предзнака.
Ову честицу емитују језгра са вишком протона, односно мањком неутрона. Овај процес се
може објаснити претпоставком да се приликом позитронског распада један протон
трансформише у неутрон.

? →

? + ?

+ ?

?−1

(1.4)

Продукт овог распада је језгро које поседује један протон мање, али не долази до

промене атомског броја.

И последња могућност јесте да нестабилно језгро захвати један од орбиталних

електрона, најчешће оног са К-љуске. У том случају од једног протона и захваћеног
електрона настане неутрон. Овај процес се назива електронски или К-захват.

? + ?

−

→

?−1

+ ?

(1.5)

Продукт овог процеса има један протон мање у односу на почетно језгро, а редни

број насталог елемента је за један мањи.

Као и у случају алфа распада, применом закона одржања енергије могу се добити

услови под којима је бета распад могућ, али са мањом егзактношћу.

Експерименталним путем показано је да бета честице имају континуалан спектар.

Слика 1. 2 Шематски приказ енергијског спектра бета честица

Бета распади су показали да се елементарне честице могу претварати једна у другу,

што се дешава посредством слабе силе (Крмар, 2013).

1.3.

Емисија гама зрачења

Након алфа и бета распада језгро најчешће не настане у свом основном

енергетском  стању,  већ  се  налази  у  неком  од  побуђених  стања.  Међутим,  ово  је
краткотрајно зато што  језгро врло брзо пређе у основно енергетско стање. Та енергетска
разлика се ослобађа у виду фотона и он се назива гама-фотон или гама-зрак.

У својој основи, гама зрачење је електромагнетно зрачење таласних дужина у

распону од 10

-8

до 10

-10

cm. Енергија овог зрачења се креће у опсегу од десетак keV-a па

све до отприлике 5MeV-a. Гама распад није распад у ужем смислу речи, зато што
приликом њега, за разлику од алфа и бета распада, не долази до стварања новог елемента.

Прелаз са вишег побуђеног стања у основно енергетско стање се може одвити

одједном или преко једне или више међустепеница. Том приликом долази до емисије више
гама зрака различите енергије.

Језгро се не ослобађа увек вишка енергије емисијом гама зрачења, већ то може

урадити и кроз процес унутрашње конверзије. У том случају језгро вишак енергије предаје
свом К електрону или електрону са L или неке од виших љусака који тада добија довољно
енергије  да  се  ослободи  из  омотача  и  да  напусти  атом.  На  његово  место  тада  долазе
електрони  са  виших  љуски,  а  разлика  њихових  енергија  се  ослобађа  у  виду
карактеристичног  Х-зрачења.  Електрони  који  се  овом  приликом  емитују  називају  се
конверзиони електрони.

ИНТЕРАКЦИЈА ЈОНИЗУЈУЋЕГ ЗРАЧЕЊА СА

МАТЕРИЈОМ

Под појмом зрачења подразумевамо фотоне гама и закочног зрачења, као и

наелектрисане или ненаелектрисане честице које поседују одређену кинетичку енергију. С
обзиром да зрачење приликом проласка кроз неку материјалну средину у највећој мери
врши јонизацију, оно се назива још и јонизујуће зрачење. И управо се путем јонизације
највише врши интеракција зрачења са материјом. (Крмар, 2013)

Кроз процес јонизације појединачне честице зрачења предају своју енергију

орбиталним електронима и том приликом се енергија честице смањи управо за онај износ
који је предат електорну. Честице зрачења на овај начин троше своју енергију све до
тренутка кад је она толико мала да јонизација више није могућа.

Основни механизми путем којих зрачење интерагује са материјом јесу јонизација и

екситација, што су интеракције које се одвијају у атомском омотачу и то посредством
електромагнетних сила. Уколико је средина кроз коју зрачење пролази жива материја
важно је пратити ефекте и последице које оно изазива.

2.1.

Наелектрисане честице

Наелектрисане честице можемо поделити у две групе: лаке и тешке наелектрисане

честице. У лаке наелектрисанечестице спадају електрони и позитрони, док тешке
наелектрисане честице чине алфа честице, протони, деутерони, језгра трицијума, лаких
елемената и огољена језгра неких тежих елемената.

Алфа и бета честице најчешће губе енергију међуделујући са електронским

омотачима атома материје кроз коју пролазе. Мале порције њихове енергије троше се на
ексцитацију и јонизацију електрона атома мете.

Због своје велике масе алфа честице готово да уопште не скрећу са пута приликом

проласка кроз мету, те је њихова путања праволинијска. Укупна дужина коју алфа честица
пређе  приликом  проласка  кроз  материју  назива  се  домет  алфа  честице  и  он  уједно
представља и њену дубину продирања која је приближно једнака за све алфа честице исте
енергије  у  истој  материји.  Домет  алфа  честица  веће  енергије  већи  је  од  домета  алфа
честица мањих енергија, али не износи више од пар центиметара у ваздуху. Експерименти
су  показали  да  количина  наелектрисања  које  алфа  честице  стварају  расте  дуж  њихове
путање кретања да би на крају пута јонизација достигла максимум након чега би врло брзо
пала на нулу. Максимум ове криве назива се Брагов пик (Слика 2.1).

Слика 2. 1 Број јонских парова створених у ваздуху дуж правца кретања снопа

алфа честица

Са слика 2.1 видимо да је губитак енергије алфа честице обрнуто пропорционалан

енергији коју поседује. Алфа честица створи највише јона на крају своје путање када јој је
енергија најмања. При крају пута енергија алфа честице се толико смањи да она најпре
захвати један па други електрон и на тај начин постане неутрални атом хелијума.

За разлику од алфа честица, маса бета честица једнака је маси орбиталних

електрона  са  којима  интерагују  због  чега  оне  врло  лако  бивају  скренуте  и  имају
изломљену  путању.  Због овога  број  бета  честица  у  снопу  није  константан  већ  се  знатно
осипа.  Такође,  кроз  своју  интеракцију  са  орбиталним  електронима  оне  могу  изгубити
знатан део своје енергије.

Бета честице исте енергије не морају имати исти домет, а још више им варира

дубина продирања која је због њихове криволинијске путање увек мања од домета. Ипак,
без обзира на ово, максимална дубина продирања бета честица у некој материји је
значајно већа у поређењу са алфа честицама због њихове много мање специфичне
јонизације.

Осим кроз интеракцију са електронским омотачем бета честице губе енергију и

кроз интеракцију са језгром атома материје кроз коју пролазе. На овај начин се брзи
електрони успоравају, а енергија им се ослобађа у виду електромагнетног зрачења високе
енергије, односно Х-зрака или рендгенског зрачења. (Крмар, 2013)

Слика 2. 2 Зависност ефикасног пресека за фотоефекат од енергије упадног

фотона

Да би дошло до фотоефекта енергија упадног фотона мора бити већа од енергије

везе електрона у омотачу атома, односно

> Е

. Ефикасни пресек за фотоефекат се

смањује са порастом енергије, уз неколико оштрих скокова на енергијама које одговарају
енергијама везе орбиталних електрона (Слика 2.2). Што је енергија везе електрона ближа
енергији фотона то је електрон чвршће везан, те је већа и вероватноћа одвијања
фотоефекта.

Такође, вероватноћа фотоефекта расте са кубом атомског броја, те је према томе он

вероватнији код тешких елемената са високим Z.

Као резултат фотоефекта у атомима се јављају непопуњена места у електронском

омотачу што доводи до прегруписаваља електрона или њиховог преласка са виших на
ниже ниове. Последица овога јесте емисија Х-зрака или Ожеових електрона. (Крмар, 2013)

2.2.2. Комптоново расејање

Фотон високе енергије може да интерагује и са слободним електронима. Електрон

тада прима део енергије

и бива избачен из атома вршећи даље јонизацију док се фотон

расејава и наставља своје кретање мењајући првобитну путању. Овај процес се назива
Комптоново расејање. Расподела енергије се тада одвија на следећи начин:

′

1+?(1−????)

(2.4)

= ?

− ?

′

(2.5)

где је

енергија упадног γ-зрака,

је енергија расејаног електрона,

? =

⁄

a θ је угао између правца упадног и расејаног фотона.

У случају фотона малих енергија вероватноћа расејања је симетрична, односно

једнака  је  вероватноћа  да  се  фотона  расеје  унапред  као  и  уназад.  Међутим,  са  порастом
енергије та дистрибуција се помера ка напред, да бисмо за веома високе енергије фотона
имали случај да се готово сви расеју  ка напред.  Вероватноћа за одвијањем Комптоновог
ефекта  смањује  се  са  порастом  енергије,  али  у  мањој  мери  него  што  је  то  случај  код
фотоелектричног ефекта.

2.2.3. Стварање парова

У случају фотона веома високих енергија може доћи до стварања пара електрон-

позитрон  приликом  чега  фотона  у  потпуности  ишчезава.  Да  би  до  овог  процес  уопште
дошло  неопходно  је  да  фотон  има  минималну  енергију  од  1.022  MeV,  што  одговара
двострукој  маси  мировања  електрона.  Стварање  се  одвија  у  Кулоновом  пољу  језгра.  С
обзиром  да  је  позитрон  античестица  овај  процес  увек  прати  и  анихилација,  односно
нестанак и електрона и позитрона уз емисију два гама фотона енергија од по  0.511 MeV.
Ови фотони се емитују под углом од

180

Вероватноћа за одвијање овог процеса расте са порастом енергије до одређене

вредности након чега задржава константну вредност. (Крмар, 2013)

позадинског зрачења могу се проверити приликом мерења непознатих узорака, што
омогућава мониторинг стабилности и узорака и самог инструмента, као и детекцију
евентуалних варијација позадинских ефеката.

Слика 3. 1 Изглед детектора Quantulus 1220

Quantulus садржи два дуално програмибилна вишеканална анализатора, где један

служи као активна заштита док други бележи спектре. Они су подељени на две половине и
омогућавају симултано мерење четири спектра. Вишеканални анализатор приказује
податке као спектар амплитуда импулса по енергетским каналима.

Како би Quantulus радио у режиму који подразумева низак праг детекције, он у

себи поседује системе пасивне и активне редукције фонског зрачења око коморе са
мерним виалима (слика 3.2). Узорак који се мери смешта се у комору између две
фотомултипликаторске цеви.

Пасивну оловну заштиту чине масивна асиметрична заштита тежине 630 kg

направљена од олова са ниским нивоом радиоактивности, која апсорбује већину γ-зрачења
из околине, као и меку мионску компоненту космичког зрачења, затим слој бакра који
атенуира X-зрачење и слој кадмијума који апсорбује термалне неутроне. Оловна заштита
је најдебља директно изнад саме коморе за мерење, око 20

, зато што је ту највећи

интензитет космичког зрачења. Терестријално зрачење са доње стране коморе атенуира се
заштитом дебљине 15 cm, док су бочне стране заштићене слојем олова дебљине 7-11 cm.
Пасивна заштита не уклања тврду мионску компоненту космичког зрачења, ни
високоенергетско γ-зрачење.

Слика 3. 2 Шема детекторске коморе са активном и пасивном заштитом

(Тодоровић, Николов, Стојковић, 2018)

Активна заштита се заснива на анти-Компонској технологији и отклања сигнале

који  се  региструју  од  узорка,  али  су  пореклом  од  γ-зрака  из  околине  и  100%  миона
енергија  реда  величине  GeV-a  чији  флукс  може  варирати  у  зависности  од  промена
атмосферског  притиска  и  влажности  ваздуха.  Уколико  мерења  трају  довољно  дуго,  није
потребно кориговати атмосферски притисак у Quantulusu. Активна заштита се састоји од
симетричног  штита  са  течним  сцинтилатором  на  бази  минералног  уља  који  представља
вето  детектор,  што  се  види  на  слици  3.2.  Према  томе,  два  фотомултипликатора  која  се
налазе око оловне заштите служе да детектују позадинске ефекте, док два засебна PMT-a
око коморе са узорком броје коинцидентне догађаје.

Уколико јонизујуће зрачење приликом проласка кроз детектор ствара ексцитоване

атоме  и  молекуле,  они  у  активној  заштити  изазивају  сцинтилације  које  се  могу
детектовати  и  у  PMT  цевима  око  узорка.  Импулс  тада  у  заштитном  детектору  активира
логички  сигнал.  Ако  је  сигнал  из  детектора  узорка  у  коинциденцији  са  импулсом  који
региструју две PMT цеви, то се може искористити на два начина: први је да се спречи А/D
конверзија  импулса,  а  други  је  да  се  изабере  половина  меморије  вишеканалног
анализатора и омогући да други конвертовани импулс буде смештен у другом делу МСА,
чинећи спектар позадинског зрачења.

Функционисање активне заштите и мониторинг интензитета позадинског зрачења

се  може  вршити  на  два  начина.  Прва  конфигурација  подразумева  да  МСА  2  мери
енергетски  спектар  позадинског  зрачења  у  заштити,  док  други  део  анализатора  мери
импулсе  из  PMT-а  око  узорка  који  су  у  коинциденцији  са  импулсима  детектора  око
активне заштите, док се у првом делу мере сви остали антикоиинцидентни импулси. Друга
конфигурација  користи  логички  сигнал  из  заштите  као  меморијски  подељен  сигнал  за
први  дуални  вишеканални  анализатор  МСА  1.  У  том  случају  први  део  МСА  1  садржи
спектар  узорака  у антикоинциденцији са заштитом, а други део садржи спектар импулса

фотомултипликаторима. PАС овде игра улогу дискриминатора. Дакле, што је виши РАС
селектован то амплитуде сигнала из појединачних РМТ-а морају бити ближе како би
детектовани коинцидентни импулси били прихваћени. Оптимално подешен PАС налазимо
мерењем референтног стандарда изотопа ког испитујемо, као и одговарајућег неактивног
узорка на разним РАС нивоима, а најбољи ниво ће бити онај са највећом FOM вредности.
Figure OfMerit (FOM) је параметар који одређује квалитет мерења за одабрани регион:

??? [???] =

(? [%])

[???

−1

]

(3.1)

где је

одброј background-a и ε је ефикасност детекције.

Корекција пригушења.

Пригушење представља интерференцију при конверзији

енергије  нуклеарних  распада  у  светлост  коју  емитије  бочица  са  радиоактивним  узорком.
Разликујемо  три  врсте  пригушења,  то  су  јонизационо,  хемијско  и  обојено  (Слика  3.4).
Сваки  губитак  енергије  приликом  њеног  преноса  резултоваће  смањењем  интензитета
фотона,  односно  сцинтилација  и  самим  тим  и  ефикасност  детекције  радионуклида  у
сцинтилационом узорку опада.

Слика 3. 4 Шематски приказ сцинтилационог процеса уз пригушење у LS бројачу

(Тодоровић, Николов, Стојковић, 2018)

Јонизационо пригушење представља редукцију броја густо побуђених молекула

сцинтилационог  коктела  због  њихове  интеракције.  Као  последица  овога,  јавља  се
јонизација  генерисана  од  стране  нуклеарног  зрачења  уз  редукцију  интензитета  фотона.
Најчешћи  вид  пригушења  који  се  јавља  јесте  хемијско  пригушење  и  оно  уједно  има  и
највећи  утицај  на  ефикасност  бројања.  Приликом  преноса  од  растварача  до  раствореног
сцинтилатора  долази  до  делимичне  апсорпције  енергије  нуклеарног  распада  од  стране
молекула  пре  њихове  конверзије  у  фотоне  због  чега  се  као  последица  смањује  и
резултујући интензитет светлости који се детектује у РМТ цевима. Обојено пригушење се
може  уочити  зато  што  узорак  није  транспарентан,  а  представља  атенуацију  фотона  у
процесима  апсорпције  или  расејање  фотона  пре  њихове  детекције,  што  поново  има  за
последицу редуковану детрекцију у фотомултипликаторима.

Корекција пригушења се врши методом екстерног стандарда, мерењем параметра

пригушења, SQP (E), Spectral Quench Parameter of the External standard. Најпре је потребно
направити калибрационе криве зависности ефикасности детекције од степена пригушења.

Ова корекциона крива добија се мерењем сета стандарда, серије узорака који садрже исти
радионуклид у сцинтилационом коктелу, са истим концентрацијама активности, али
различитим степенима пригушења. (Тодоровић, Николов, Стојковић, 2018)

3.2.

Мерење укупне α/β активности

Мерење укупне алфа/бета активности у узорцима воде спроводи се ради процене да

ли узорак треба подвргнути додатним анализама специфичним нуклеарним методама, а
све због присуства дугоживећих емитера (

238

234

226

Ra,

210

Po) као и других

радионуклида (

210

Pb,

228

Ra) у води. Светска здравствена организација прописала је

референтну дозу од 0,1 mSv примљену конзумирањем пијаћих вода, са максимално
препорученим границама од 0,5 Bq l

-1

за укупну алфа активност и 1 Bq l

-1

за укупну бета

активност (WHO, 2017). Док према европским регулативама те границе износе 0,1 Bq l

-1

за

укупну алфа и 1 Bq l

-1

за укупну бета активност (2013/51/EURATOM). Да би неки

аналитички метод мерења био валидан препорука је да се постигну лимити детекцији који
износе барем 0,04 Bq l

-1

за укупну алфа активност и 0,4 Bq l

-1

за укупну бета активност

(2013/51/EURATOM).

Референтне вредности прописане у Републици Србији Правилником о границама

садржаја радионуклида у води за пиће, животним намирницама, сточној храни, лековима,
предметима  опште  употребе,  грађевинском  материјалу  и  другој  роби  која  се  ставља  у
промет  поклапају  се  са  оним  вредностима  прописаним  од  стране  европске  регулативе.
Укупна  алфа  активност  обухвата  активност  свих  алфа  емитера  сем  радона,  док  укупна
бета  активност  обухвата  све  бета  емитере  изузев

H и

C. У случају да измерене

вредности премашују границе параметарске вредности која износи 0,1 mSv годишње,
неопходно је извршити додатне анализе ради идентификације радионуклида и одређивања
њихових појединачних активности. (Тодоровић, Николов, Стојковић, Бијеловић, Лучић,
2020)

3.2.1.

Стандардна АЅТМ D 7283-06 метода

ASTM метода (ASTM International D 7283-06, 2007) примењује се за одређивање

концентрације активности α-емитера изнад 0,037 Bq l

-1

и β-емитера са концентрацијом

активности изнад 0,150 Bq l

-1

. Овом методом није могуће одредити који радионуклиди су

присутни и у којој мери у анализираном узорку. Резултати мерења зависе од тога да ли се
узорак мери одмах по припреми, у том случају се индентификују и кратко-живећи
радионуклиди, или се мери касније како би се мерили радионуклиди који су у равнотежи.

Припрема узорка.

Одмах по узорковању, или најдуже 5 дана након истог, узорак

воде се конзервира 2 М азотном киселином (5-10 ml 2 М азотне киселине по литру узорка)
како би се рН вредност довела до ≤2. Узорак воде се затим филтрира кроз 0,45 μm филтер-
папир. Закишељени узорак се чува најмање 16h пре почетка анализирања, а најдуже 4 дана

PSA дискриминатор се надаље, при мерењу непознатих узорака, увек поставља на

ту оптималну вредност добијену у пресеку кривих и представља радну вредност PSA
параметра.

Оптимална вредност PSA карактеристична је за одређени тип виала, затим

сцинтилациони коктел и у зависности од употребљеног коктела вредност може варирати,
што и видимо у табели 3.1, као и за хемијски састав узорка и сходно томе је треба и
подесити. Оно што највише утиче на PSA параметар јесте ниво и пригушења у узорку, као
и врста и енергија калибрационог радионуклида.

Сцинтилациони коктел

PSA вредност

Spilloverτ [%]

UltimaGold LLT

0,354

OptiPhaseHiSafe 2

0,294

OptiPhaseHiSafe 3

0,524

UltimaGold AB

0,410

Табела 3. 1 Оптимална вредност РЅА параметреа и одговарајуће вредности

spillover фактора τ [%] за различите комерцијално доступне сцинтилационе коктеле

(Тодоровић, Николов, Стојковић, 2018)

Калибрација система.

Сцинтилациони бројач се калибрише тако што се одређује

ефикаснот  детекције  α-честице  у  α-ROI  (Region  OfInterest),  ефикасност  детекције  α-
честице  у  β-ROI,  ефикасност  детекције  β-честице  у  β-  ROI  и  ефикасност  детекције  β-
честице у α-ROI, и то за различите масе сувог остатка калибрационог извора у распону од
0 до  500 mg. У ту сврху припреме се по шест  α- и β- калибрациониих стандарда чистих
алфа и чистих бета емитера, активности ~200 Bq са 0-500 mg резидуалне масе. Стандарди
се  припреме  према  ASTM  методи.  Неактивни  узорци  се  припреме  тако  да  маса  сувог
остатка  коју  садрже  буде  што  приближнија  резидуалним  масама  као  и  за  алфа  и  бета
калибрационе стандарде. Они се потом мере у течном сцинтилационом бројачу и дужина
трајања  мерења  се  одређује  тако  да  релативна  стандардна  несигурност  буде  ≤1%.
Оптимални  фактор  се  поставља  тако  да  фактор  доброте  буде  што  већи  и  да  сви
радионуклиди од интереса буду обухваћени тим регионом. За смесу од 5 ml узорка и 15 ml
сцинтилатора подешени су на каналима од 500 до 800 за алфа емитере и од 1 до 1000 за
бета емитере.

Ефикасност детекције α-честице у α-ROI (ε

αα

) и ефикасност детекције α-честице у

β-ROI (ε

αβ

) за сваки од α-калибрационих стандарда рачуна се према:

αα

−?

αb

sα

(3.3)

αβ

−?

βb

sα

(3.4)

Где су:

αα

-1

] – одброј калибрационог стандарда (α-емитера) у

α-ROI

αb

-1

] – одброј матрице која садржи приближно једнаку резидуалну масу сувог остатка

као и калибрациони стандард са α-емитером у

α-ROI

αβ

-1

] – одброј калибрационог стандарда (α-емитера) у

β-ROI

βb

-1

] – одброј матрице која садржи приближно једнаку резидуалну масу сувог остатка

као и калибрациони стандард са α-емитером у β

-ROI

[Bq ml

-1

] – концентрација активности референтног

-стандарда

sα

[ml] – запремина референтног α-стандарда спајкованог у виалу

Ефикасност детекције β-честице у β-ROI (ε

ββ

) и ефикасност детекције β-честице у

α-ROI (ε

βα

) за сваки од β-калибрационих стандарда рачуна се према:

ββ

−?

βb

sβ

(3.5)

βα

−?

αb

sβ

(3.6)

Где су:

ββ

-1

]

–

одброј калибрационог стандарда (β-емитера) у β-ROI

βb

-1

]

–

одброј матрице која садржи приближно једднаку масу резидуалног остатка као и

калибрациони стандард са β-емитером у β-ROI

βα

-1

]

–

одброј калибрационог стандарда (β-емитера) у α-ROI

αb

-1

]

–

одброј матрице која садржи приближно једнаку резидуалну масу сувог остатка

као и калибрациони стандард са β-емитером у α-ROI

[Bq ml

-1

]

–

концентрација активности референтног β-стандарда

sβ

[ml] – запремина референтног β-стандарда спајкованог у виалу

Даље је потребно одредити spillover факторе у α-у-β ROI (X

) и β-у-α ROI (X

) и

њихове мерне несигурности,

(Xα) и

), који се одређују на следећи начин:

αβ

αα

(

)

= ?

(

αβ

)

αβ

−

αα

)

αα

)

(3.7)

ββ

-1

]

–

одброј узорка у β-ROI

βb

-1

]

−

одброј

background

-a у β-ROI.

Кориговани α/β одброји -

′

-1

], а затим и стандарди несигурности ових

коригованих одброја

− ?

(

′

)

(

′

)

-1

] рачунају се на следећи начин:

′

−?

1−?

(

′

)

√

(

)

(

)

′ 2

(

)

′ 2

(

)

1−?

(3.11)

′

−?

1−?

(

′

)

√

(

)

(

)

′ 2

(

)

′ 2

(

)

1−?

(3.12)

Укупна концентрација алфа активности и њена мерна несигурност добијају се на

основу израза:

′

αα

(

)

√

(

′

)

αα

+ ??

(

(?)

1+?

1−?

∙

αα

)

αα

)

(3.13)

где су:

[Bq l

-1

] – укупна алфа концентрација активности узорка

? [l]

– запремина узорка

(

)

[Bq l

-1

] – комбинована стандардна несигурност укупне α-активности узорка

Укупна концентрација бета активности и њена мерна несигурност добијају се на

основу израза:

′

ββ

(

)

√

(

′

)

ββ

+ ??

(

(?)

1+?

1−?

∙

ββ

)

ββ

)

(3.14)

где су:

[Bq l

-1

] – укупна бета концентрација активности узорка

(

)

[Bq l

-1

] – комбинована стандардна несигурност укупне β-активности узорка

Стандардне несигурности које су условљене само статистиком бројања рачунају се

на следећи начин:

(

)

√

(

)

(

)

αα

? (1−?

)

(

)

√

(

)

(

)

ββ

? (1−?

)

(3.15)

Границе детекције укупних α/β активности одређују се за сваки узорак

појединачно. Поређењем нето α-одброја

-1

] са критичном вредности нето одброја

коригованим

spillover

фактором

αC

-1

] одлучује се да ли је α-активност детектована у

неком узорку,

αC

= ?

+ 1,645

√

α+β

(

αb

+ ?

βb

) (

)

(3.16)

Где је:

α+β

{

+ ?

ako je?

+ ?

≥ 0 ,

0 ako je ?

+ ?

< 0 .

Уколико је

> ?

αC

, α-акитвност је присутна у узорку. Када се овај услов користи

за одлуку о детекцији, рачуна се

a priori

минимална детектабилна концентрација (MDC) за

α-концентрацију активности:

???

2,71

1+?α?β

(

1−?α?β

)

+3,29

√

??β ? ?βα

(

1+?β

)

(

αb

βb

)(

)

αα

(

1−?

)

(3.17)

Где је:

[Bq l

-1

] – специфична укупна бета концентрација активности узорка (не-негативна)

, ?

[s]

–

време мерења узорка и

background

-a, респективно

αα

−

ефикасност детекције α-честице у α-ROI

βα

−

ефикасност детекције β-честице у α-ROI (

= ?

ββ

∙ ?

)

[l] – запремина узорка

Поређењем нето β-одброја

-1

] са критичном вредности нето одброја

коригованом spillover фактором

βC

-1

] одлучује се да ли је бета активност детектована у

неком узорку,

βC

= ?

+ 1,645

√

α+β

(

βb

+ ?

αb

) (

)

(3.18)

Уколико је

> ?

βC

, β-активност је присутна у узорку. Када користимо претходни

услов као одлуку о детекцији, рачунамо

a priori

минималну детектабилну концентрацију

(MDC) за β-концентрацију активности:

???

2,71

1+?β?α

(

1−?α?β

)

+3,29

√

??α ? ?αβ

(

1+?α

)

(

βb

αb

)(

)

ββ

(

1−?

)

(3.19)

Где је:

[Bq l

-1

] – специфична укупна алфа концентрација активности узорка (нe-негативна)

ββ

−

eфикасност детекције β-честице у β-ROI

αβ

−

ефикасност детекције α-честице у β-ROI (

= ?

αα

∙ ?

Корекције на пригушење.

Главни проблем у овој методи јесте што ефикасност

детекције зависи од масе сувог остатка, што представља ниво пригушења у узорку.

у течном сцинтилационом бројачу. На овај начин, резултати мерења се могу добити свега
неколико сати након узорковања, док се код АЅТМ методе чека и по две недеље. Ово је од
пресудног  значаја  у  случају  нуклеарних  акцидената,  када  је  потребно  брзо  и  ефикасно
анализирање  великог  броја  узорака.  Ова  метода  је  ипак  ограничена  само  на  screening
тестове, зато што би дала веће MDA вредности и у алфа и  у  бета каналима, због чега је
АЅТМ метода прихваћена као адекватна у оквиру континуираног мониторинга узорака  у
животној средини.

РАДИОЛОШКА БЕЗБЕДНОСТ ВОДЕ ЗА ПИЋЕ

У Републици Србији исправност воде за пиће регулисана је Законом о безбедности

хране (Сл. Гласник РС бр. 41/2009), затим Законом о водама (Сл. Гласник РС бр. 30/2010,
93/2012 и 101/2016), Законом о јавном здрављу (Сл. Гласник РС 15/2016) и Правилником о
хигијенској исправности воде за пиће (Сл. Лист СРЈ 42/1998, 44/1999 и 28/2019).

Како би се утврдила здравствена безбедност воде за пиће она пролази кроз низ

обима  анализа  ,  „А“  ,  „Б“  ,  „В“  и  „Г“.  Према  томе,  када  говоримо  о  радиолошкој
безбедности воде за пиће, за нас је значајан  „В“ обим анализа који подразумева анализу
више  од  50  различитих  микробиолошких,  физичких  и  хемијских  параметара  у  шта  се
убраја  и  одређивање  укупне  алфа  активности  и  укупне  бета  активности.  Ово  се  обавља
једном  годишње  за  нове  изворе,  односно  у  периоду  од  две  до  четири  године  за  већ
постојеће изворе. Према Правилнику о границама садржаја радионуклида у води за пиће,
животним  намирницама,  сточној  храни,  лековима,  предметима  опште  употребе,
грађевинском  материјалу  и  другој  роби  која  се  ставља  у  промет  (Сл.  Гласник  РС  бр.
36/2018)  границе  садржаја  радионуклида  у  води  за  пиће одређене  су  границом излагања
јонизујућим зрачењима, осим ако није другачије прописано, као и количином воде која се
конзумира  у  току  године  и  једнаке  су  изведеним  концентрацијама  активности
радионуклида у води за пиће. У случају да укупна алфа активност и укупна бета активност
прелазе  границу  дозвољених  вредности,  тада  вршимо  идентификацију  садржаја
појединачних  радионуклида  који  су  заступљени.  Воду  за  пиће  не  можемо  забранити  за
конзумирање  само  на  основу  повећане  концентрације  укупне  алфа  и  укупне  бета
активности  ако  претходно  нисмо  одредили  садржај  појединачних  радионуклида.
(Тодоровић, Николов, Стојковић, Бијеловић, Лучић, 2020)

Радионуклиди које можемо наћи у води за пиће могу бити природног и

антропогеног  порекла.  Под  природним  подразумевамо  земљишта  и  стене,  док  у
антропогене  убрајамо  руднике,  процесе  ектракције  угља,  нафте  и  гаса,  затим  употребу
ђубрива у пољопривреди и грађевинску индустрију (WHO, 2018). Од посебног значаја су
радионуклиди  који  су  природно  настали  и  које  се  због  свог  порекла  могу  наћи  у
подземним  водама,  односно  радионуклиди  пореклом  из  торијумовог  и  уранијумовог
радиоактивног  низа  (

226

Ra,

228

Ra,

210

Po,

210

Pb,

222

Rn). Њихово понашање у води је

комплексно и зависи од низа параметара квалитета воде (WHO, 2018). Радионуклиди
антропогеног порекла које можемо пронаћи у води за пиће су

134

Cs,

137

Cs,

Sr,

131

H и

C. Међутим, иако их можемо пронаћи у води, њихове концентрације су веома мале, те

често испод граница детекције (WHO, 2018).

Ризик по здравље који се јавља као последица уноса радионуклида у организам

путем воде је мали спрам оног који потиче од присуства различитих микроорганизама или
хемијских опасности. Њихово присуство у води за пиће не доводи до акутних последица
по здравље, осим уколико говоримо о екстремним ситуацијама (Тодоровић, Николов,

4.1.

Мониторинг воде за пиће

Технике нискофонске течне сцинтилационе спектроскопије се користе за

симултано  мерење  алфа  и  бета  емитера  са  ефикасношћу  близу  100%.  Проблеми  који  се
јављају  приликом  узорковања  и  примере  узорака  воде  су  следећи:  узорци  су  двофазни
(вода  садржи  нерастворљив материјал),  непредвидиво  понашање  супстанци  присутних  у
врло  малим  концентрацијама,  варирање  хемијске  композиције  природних  вода.
Радионуклиди  ниских  активности  се  понекад  могу  понашати  као  колоиди.  (Тодоровић,
Николов, Стојковић, Бијеловић, Лучић, 2020)

С обзиром да се радионуклиди ниских активности понекад понашају као колоиди,

узорцима се додаје киселина 0,1-0,5 N, како би се вероватноћа губитка радионуклида на
зидовима суда свела на минимум. Најпоузданија метода претретмана јесте филтрирање
воде и додавање киселине одмах по узорковању.

Формирање минералних вода се одвија кроз низ комплексних геохемијских

процеса.  Крајњи  састав  воде  зависи  од  њене  интеракције  са  земљиштем  и  од  дужине
трајања те интеракције. Минералне воде које потичу из дубоких аквифера обично садрже
веће  концентрације  природних  радионуклида.  Поред  тога,  вештачки  радионуклиди  могу
подићи  ниво  природне  радиоактивности  у  хидросфери  и  земљишту  приликом  њиховог
испуштања у атмосферу током нуклеарних проба или акцидентних ситуација.

С обзиром да је већина светске популације директно зависна од расположивих

водених ресурса помоћу радиокативних маркера можемо проучавати процесе попут
загађења воде, ерозије, седиментације, али и губитка складиштног капацитета резервоара
за воду чиме се смањује рибљи фонд што има директан утицај на становништво
(Тодоровић, Николов, Стојковић, Бијеловић, Лучић, 2020).

Радионуклиди који се најчешће користе као маркери еколошких процеса:

Маркер

Период полураспада

Начин радиоактивног распада

Трицијум

12.33 година

β – емитер, E

max

18.6keV

35.3 часова

γ – емитер

99m

6.0 часова

γ – емитер, 141 keV (89%)

198

2.69 дан

γ – емитер, 412 keV (96%)

Табела 4. 1 Радионуклиди који се најчешће користе као маркер еколошких процеса

У Републици Србији подземне воде представљају у највећој мери основни ресурс

водоснадбевања, док су у Аутомној Покрајини Војводини примарни.

4.2.

Карактеристике метода за испитивање радионуклида у води

Методе које се користе за испитивање концентрације радионуклида у води морају,

као минимум, да обезбеде мерење концентрација активности са следећим лимитом
детекцијe (EuropeanCouncil, 2016):

Параметар или радиоизотоп

Граница детекције (Bq l

-1

)

Трицијум

Радон

Укупна алфа активност

Укупна бета активност

0,04

0,4

238

0,02

234

0,02

226

0,04

228

0,02

210

0,02

210

0,01

0,4

239

Pu/

240

0,04

241

0,06

0,5

134

0,5

137

0.5

131

0.5

Табела 4. 2 Границе детекције за методе које се користе за испитивање садржаја

радиоизотопа у води (EuropeanCouncil, 2016)

процењене вероватноће и утврђених опасност по здравље људи и/или животне средине,
ова метода карактерише ризик као мали, средњи, велики и веома велики.

Квантитативна метода је једна од најпоузданијих и она нам даје процену колики је

индивидуални ризик за развој карцинома или индивидуални ризик за обољевање при
хроничном, суб-хроничном и актуном излагању опасности кроз различите путеве уноса.

Како бисмо могли да урадимо карактеризацију ризика неопходно је најпре

препознати опасности, проценити их и утврдити изложеност популације. Прве две ставке
постижемо прикупљањем и анализом података при чему морамо узети у обзир и њихову
контролу квалитета. Изложеност се утврђује засебно за орални, дермални и инхалаторни
унос,  као  и  за  укупан  збир  свих  уноса.  Изложеност  одређујемо  на  основу  просечне
концентрације утврђене опасности, контактног времена изложености, временске дужине и
учесталости  изложености,  просечног  времена  изложености,  површине  изложеног  дела
коже,  фактора  кожне  пропустљивости,  запремине  удахнутог  ваздуха  и  телесне  масе.  На
основу  овога  и  дефинисања  хроничног,  суб-хроничног  или  акутног  дневног  уноса
испитиване  опасности,  ризик  се  процењује  множење,  исте  са  фактором  отклона
карактеристичним за испитивану опасност. Овакав начин квантификације ризика могућ је
само уколико је утврђен ризик мали, тј реда величине испод 0,01. Ако је пак већи од 0,01
мора се урадити додатна процена, тј експоненцијална анализа добијеног резултата.

Укупан ризик представља ризик за испољавање карценогених ефеката услед

испитиваних опасности. Уколико су вредности укупног ризика у распону од Е-04 до Е-07,
кажемо да је ризик прихватљив. (Тодоровић, Николов, Стојковић, Бијеловић, Лучић, 2020)

Резултате радиолошких истраживања које класификујемо као укупну алфа или бета

активност можемо користити за откривање и препознавање проблема, али они имају
ограничену употребу за квантитативну процену ризика.

4.4.

Процена здравственог ризика

Вероватноћа/Утицај

(са оценом)

Без

значаја

(без

утицаја),

оцена 1

Минималан

(не постоји

усаглашеност

са

прописаним

вредностима),

оцена 2

Умерен

(сензорне

измене),

оцена 3

Значајан

(потенцијални

утицај), оцена

Катастрофалан

(утицај на

јавно здравље

становништва),

оцена 5

Скоро сигурно

(1/дан), оцена 5

Вероватно

(1/недељно), оцена 4

Могуће вероватно

(1/месечно), оцена 3

Неочекивано

(1/годишње), оцена

Ретко (1/5 година),

оцена 1

Табела 4. 4 Елементи за семи-квантитативну процену ризика (Тодоровић,

Николов, Стојковић, Бијеловић, Лучић, 2020)

Мали <6

Средњи 6-9

Велики 10-15

Веома велик >15

Без утицаја

Ризик употребе

алтернативних

извора воде за пиће

Утицај на

морбидитет

осетљиве

популације

Утицај на

морталитет

популације

Табела 4. 5 Оцена ризика на основу семи-квантитативне анализе (Тодоровић,

Николов, Стојковић, Бијеловић, Лучић, 2020)

Квантитативна процена канцерогености ризика нам даје процену ризика у односу

на порекло саме опасности, било да је она микробиолошка, физичка или хемијска. До ње
долазимо применом различите препоручене методологије

(WHO, 2017; EPA, 1988),

као и

до укупног ризика од развијања канцера на основу изложености физичким или хемијским
опасностима.

4.5.

Израчунавање индикативне дозе

Индикативну дозу рачунамо на основу измерених вредности садржаја

радионуклида и дозних коефицијената датих у Публикацији 119 Међународне комисије за
заштиту од зрачења или новијих вредности које је прихватила Агенција и на основу
просечног годишњег уноса воде.

Када су испуњени услови из следеће једначине:

∑

⁄

?=1

(4.4)

Где су:

= концентрација радионуклида

= изведена концентрација радионуклида

= број детектованихрадионуклида

Сматра се да је резултујућа доза мања од 0,1mSv и да нису потребна даља мерења.

Радионуклид

Изведена концентрација (Bq l

-1

)

При

род

ни

ра

ди

он

ук

ли

ди

238

3.0

234

2.8

226

0.5

228

0.2

210

0.2

210

0.1

еш

тач

ки

ра

ди

он

ук

ли

ди

240

4.9

239

Pu/

240

0.6

241

0.7

134

7.2

137

131

6.2

Табела 4. 7 Изведене концентрације појединачних радионуклида у води за пиће (Сл.

Гл. РС 36/2018)

4.6.

Израчунавање ефективне дозе

Ефективну дозу рачунамо на основу измерене вредности концентрације

радионуклидаC

, затим одговарајућих дознихконверзионих фактора h(g

) и годишњег

уноса воде за пиће, што износи 730 литара у току године (IAEA, 2014).

?? =

∑

ℎ

) ∙ ?

∙ ??

(4.5)

Дозниконверзиони фактори h(g

) износе

2.8∙10

-7

Sv Bq

-1

за

226

Ra и 6.9∙10

-7

Sv Bq

-1

за

228

Ra (WHO, 2018).

4.7.

Одређивање ризика за добијање карцинома услед изотопа

радијума у води

Ризика за добијање карцинома услед уношења изотопа радијума преко воде за пиће

одређује се на основу следећег израза (

EPA, 1999.; Salaheldin et al, 2017

Rizik od karcinoma

(

)

∑

∙ ?? ∙ ??

(4.6)

Где су:

CR – ризик од карцинома који зависи од концентрације активности одговарајућег
радиоизотопа радијума у води за пиће

i –

концентрација активности изотопа радијума у води за пиће (Bq l

-1

)

– ризик од смрти (7.17·10

-9

-1

за

226

Ra, и 2.0·10

-8

-1

за

228

Ra) (EPA, 1999)

КМ – годишњи унос воде (730 литара)

Прихватњиве вредности ризика од карцинома услед ингестије воде за пиће налазе

се у опсегу од 1·10

-4

до 1·10

-6

(EPA, 1999).

периодити,  кристаласти шкриљци и  филити. Седименти  из  периода Тријаса  јављају  се  у
танком слоју на јужној падини планине и то у виду пескова, алевролита, глиненог камења
и  кречњака.  Стене  попут  серпентинита,  кречњака,  алервролита,  пескова  и  офиолита
датирају  из  периода  Јуре.  Такође,  неке  магматске  стене  се  могу  нађи  инкорпориране  у
седименте  из  Тријаса  и  Јуре.  На  врху  Фрушке  горе  може  се  приметити  присуство
Палеогена.

Периферни део терена чине стене из периода Терцијара. Стене из Миоцена и

Плиоцена су шире распростањене, поготово са северне стране планине па све до Дунава.
Док су седименти из Квартера предоминантни у посматраној области испитивања.
Најстарије стене из овог периода су плувијално-делувијални седименти у које спадају
шљунак, алеврити и глина и они су повезани са интензивних епирогенетских покретима.
Ипак, најдоминантнији су седименти терасе. Доњи део чине песак и шљунак, док горњи
сачињавају алервролити и песак. Лес је предоминантна на јужној страни Фрушке горе и
авља се у форми танког слоја.

Са хидрогеолошког аспекта у Војводини се издвајају четири хидрогеолошка

система (Николов ет ал, 2019) и готово сви узорци су узети из првог хидрогеолошког
система. Он је најраспрострањенији, изузев на подручју Фрушке горе. Подземне воде се
формирају у оквиру пескова и шљункова различите гранулације, док глине представљају
изолатор. Овај систем има највећи значај за водоснадбевање становништва. Пуњењeе
подземних вода врши се путем реке Дунав и падавина.

Лес има вертикалну порозност и његов горњи слој је порозан за падавине.

Капацитет подземних вода у лесу је ограничен, углавном за индивидуално
водоснадбевање.

Присуство

228

Ra последица је присуства

232

Th у стенама. Торијум формира

минерале као што су моназит, торит и торианит. Сам

232

Th је најзаступљенији као додатни

елемент у циркону, уранинититу, аланиту и апатиту у магматским стенама. Торијумови
минерали су отпорни на хемијско и физичко трошење стена, које се не јавља код
седиментних стена.

Узорци воде са високом садржајем

228

Ra узети су из подручја где је дошло до

разлагања Палеозоличних шкриљаца и седимената из Плиоцена. Примарни извор Ra у
подземним водама јесте разлагање стена које садрже Ra. Највеће концентрације

226

јављају  се  у  шкриљцу,  вулканским  и  фосфатним  стенама,  затим  у  граниту,  глиненим
стенама, пешчару, кречњаку и другим карбонатним стенама (Тодоровић ет ал, 2015).  Ово
може бити последица геологије ширег подручја. Присуство Ra указује на присуство и Fe и
Mn оксида и хидроксида који се таложе у редукованој зони где понекад долази до мешања
подземних  вода  које  су  богате  гвожђем  са  кишом  и  отопљеним  снегом  богатим
кисеоником.

5.2.

Резултати испитивања

Истраживање је конципирано као лонгитудинална студија праћења присутне

укупне алфа и бета активности, као и присуства изотопа

226

Ra,

228

Ra и

137

Cs. Присуство

наведених  честица  праћено  је  две  узастопне  године,  2018.  и  2019.  године.  2018.  године
прикупљено је шест узорака, а 2019. године прикупљено је пет  узорака са исте локације.
Место  узорковања  је  било  ЈП  Водовод  Рума,  Орловићева  ББ,  Рума,  „Фишер  салаш“.
Резултати мерења укупне алфа, укупне бета активност и гама спектрометријских мерења
приказани су у табели 5.1.

Година

Укупна α-активност

[Bq/l]

Укупна β-активност

[Bq/l]

226

228

137

2018.

0.191±0.008

0.117±0.013

1.32±0.25

<0.22

<0.3

0.167±0.007

0.074±0.013

1.38±0.22

1.44±0.21

<0.3

0.135±0.007

0.052±0.013

0.45±0.09

0.20±0.08

0.55±0.08

0.110±0.006

0.060±0.013

4.6±0.3

1.04±0.15

<0.23

0.186±0.008

0.062±0.013

0.27±0.06

0.18±0.04

<0.21

0.151±0.07

0.282±0.014

0.8±0.3

<0.4

<0.3

2019.

0.120±0.007

0.062±0.013

0,26±0,06

0,36±0,06

<1.9

0.181±0.006

0.087±0.013

0,46±0,10

<0.2

<0.3

0,100±0,005

0,065±0,013

0,29±0,08

<0.3

<0.2

0.150±0.007

0.107±0.013

0,49±0,10

<0.11

<0.23

0.186±0.008

0.074±0.013

0,39±0,10

0,29±0,10

<0.2

Табела 5. 1 Резултати радиоактивности вода за пиће

У табели 5.3 приказани су резултати истраживања праћених честица у посматраном

временском периоду.

Година

Дескприптивни

показатељи

Укупна α-

активност [Bq/l]

Укупна β-

активност [Bq/l]

226

228

137

2018.

0,16

0,11

1,47

0,57

0,30

0,03

0,08

1,51

0,51

0,12

Минимум

0,104

0,039

0,21

0,12

0,19

Максимум

0,199

0,296

4,9

1,65

0,63

2019.

0,15

0,08

0,38

0,24

0,51

0,04

0,02

0,12

0,11

0,62

Минимум

0,095

0,049

0,2

0,09

0,18

Максимум

0,194

0,12

0,59

0,42

1,7

Табела 5. 3 Приказ дескриптивних показатеља праћених честица у задатом

временском року

Поређењем добијених вредности може се уочити да није дошло до значајнијих

промена у укупној алфа активности што је потврђено Крускал Волисовим тестом

χ² (df =

1) = ,605,

> ,05. Како се може видети на основу Табеле 5.3, 2018. године средња вредност

укупне  алфа  активности  износила  је  M  =  0,16  Bq/l,  а  2019.  године  је  износила  M  =  0,15
Bq/l.  Слично  је  добијено  и  за  укупну  бета  активност.  Поређењем  добијених  вредности
уочава се да постоји благо одступање у зависности од времена узорковања. Тако за 2018.
годину средња вредност укупне бета активности износила је M = 0,11 Bq/l, а 2019. године
је  износила  M  =  0,08  Bq/l,  док  се  максималне  детектоване  вредности  више  разликују.
Међутим, ове разлике се нису показале статистички значајним, χ² (df = 1) = ,033,

> ,05.

Спирманов коефицијент корелације је показао да постоји статистички значајна

повезаност укупне алфа и бета активности,

= ,441,

< ,05, и то таква да повећање укупне

алфа активности утиче на повећање укупне бета акивности. Са теоријског аспекта, ово се
може разумети кроз чињеницу да је бета активност у великој мери последица распада
краткоживећих потомака

238

234

Th и

234

Ра.

Када се упореде вредности посматраних изотопа види се да постоји значајнија

промена у добијеним резултатима. Истраживањем је добијено да је много веће присуство

226

Ra него

228

Ra, што се може објаснити његовим пореклом. Наиме

226

Ra се добија

распадом

238

U, односно

234

U чија је заступљеност у води значајнија, док се

228

Ra добија

распадом

232

Th, односно

228

Th.

Посматрањем утицаја времена, као независне варијабле на присуство изотопа,

примећено је да се бројност изотопа

226

Ra значајно смањила, она је 2018. године износила

М=1,47, а 2019. године је износила М=0,38. Такође је приметно и за максималне
вредности и то за читав ред величине. Уочене разлике су потврђене и Крускал Волисовим
тестом, χ² (df = 1) = 9,013,

< ,05. Код изотопа

228

Ra се, такође, уочава смањење у броју

присутних честица, али је та разлика мања у односу на изотоп

226

Ra. Иако смањење

средње вредности у посматраном временском року износи 50%, Крускал Волисовим
тестом ова разлика се није показала статистички значајном χ² (df = 1) = 3,031,

> ,05. Код

изотопа

137

Cs добијено је да је дошло до повећања присуства овог изотопа. Међутим, ни

ова разлика се није показала статистички значајном, χ² (df = 1) = 1,804,

> ,05.

Спирманов коефицијент корелације је показао постојање позитивне повезаности

укупне бета активности на присуство

226

Ra,

= ,393,

< ,05, као и на позитивну

повезаност између изотопа

226

Ra и

228

Ra,

= ,422,

< ,05.

Година Вероватноћа/

Утицај (са

оценом)

Без

значаја

(Без

утицаја),

оцена 1

Минималан

(Не постоји

усаглашеност

са

прописаним

вредностима),

оцена 2

Умерен

(Сензорне

измене),

оцена 3

Значајан

(Потенцијални

утицај), оцена

Катастрофалан

(Утицај на

јавно здравње

становништва),

оцена 5

2018.

Могуће

вероватно

(1/месечно),

оцена 3

Веома висок

2019.

Могуће

вероватно

(1/месечно),

оцена 3

Веома висок

Табела 5. 4 Семи-квантитативна процена ризика воде за пиће на основу добијених

резултата

Семи-квантитативна процена ризика приказана у табели 5.4 показала је да

изложеност становништва током 2018. и 2019. године представља велики ризик који може

ЗАКЉУЧАК

У овом раду испитано је 11 узорака воде прикупљених из ЈП Водовод Рума,

Орловићева ББ, Рума „ Фишер салаш “. Ови узорци прикупљени су у распону од две
године, и то 2018. и 2019. године.

Путем нуклеарне аналитичке методе LSC, претходно описане у раду, и помоћу

уређаја Quantulus 1220

мерене су укупна алфа активност и укупна бета активност у

наведеним  узорцима.  Како  су  ове  вредности  прелазиле  дозвољене  вредности  прописане
Правилником  о  границама  садржаја  радионуклида  у  води  за  пиће,  животним
намирницама,  сточној  храни,  лековима,  предметима  опште  употребе,  грађевинском
материјалу и другој роби која се ставља у промет (Сл. Гласник РС бр. 36/2018) вршена је
додатна идентификација садржаја појединачних радионуклида који су заступљени.

Дакле, резултати истраживања показали су да је у посматраној области присутна

повећана концентрација радионуклида. Семи-квантитативном анализом утврђено је да ово
представља  велики  ризик  по  здравље  становништва,  те  да  је  потребно  вршити  додатне
анализе  ради  утврђивања  ризика  за  настанак  карцинома.  Даље,  анализом  геологије  и
хидрогеологије  Срема  може  се  објаснити  присуство  повећане  концентрације
радионуклида у овој области. Наведене ставке указују на то да би се вода са овог подручја
требала  редовно  пратити  и  контролисати  ради  превенције  штетног  утицаја  по
становништво и смањивања ризика по здравље.

Иако је ово истраживање дало значајне и занимљиве податке у вези са праћењем

присуства укупне алфа и укупне бета активности, као и изотопа

226

Ra,

228

Ra i

137

Cs, као

основна  лимитација  ове  студије  мора  се  навести  број  узорака,  као  и  дужина  праћења
присуства  честица.  Односно,  за  наредна  истраживања  предлаже  се  увођење  нових
параметара  који  ће  дати  детљнији  увид  у  присуство  посматраних  честица  и  повећати
бројност узорака.

БИОГРАФИЈА

Јелена Влаховић је рођена 29.10.1997. године у

Новом  Саду.  Основну  школу  „Коста  Трифковић“
завршава  2012.  године  након  чега  уписује  друштвено-
језички  смер  у  Гимназији  „Јован  Јовановић  Змај“  и
завршава  га  2016.  године.  Исте  године  уписује  смер
медицинске физике на Департману за физику Природно-
математичког  факултета  у  Новом  Саду.  Волонтира  у
Црвеном крсту од 2011. године, где активно учествује  у
вршњачкој  едукацији  и  промоцији  вредности  Црвеног
крста. Тренутно је члан Управног одбора Црвеног крста
града  Новог  Сада,  члан  Комисије  за  здравство  Црвеног
крста Војводине и предавач у области прве помоћи.

Стојковић И. (2015) Оптимизације течног сцинтилационог спектрометра за исптивање

алфа и бета емитер у водама, докторска дисертација. Нови Сад: Универзитет у
Новом Саду, Природно математички факултет, Департман за физику

Тодоровић Н., Николов Ј., Стојковић И. (2018).

Нуклеарне аналитичке технике течне

сцинтилационе спектроскопије

. Нови Сад: Универзитет у Новом Саду, Природно-

математички факултет, Департман за физику

Тодоровић Н., Николов Ј., Стојковић И., Хансман Ј., Враничар А., Кузмановић П.,

Петровић Пантић Т., Атанасковић Самолов К., Лучић С., Бијеловић С. (2020)
Radioactivity in drinking water supplies in the Vojvovdina region, Serbia, and health
implication,

Environmental

Earth

Sciences

(2020)

79:162

https://doi.org/10.1007/s12665-020-08904-9

Тодоровић Н., Николов Ј., Петровић Пантић Т., Ковачевић Ј., Стојковић И., Крмар М.

(2015) Radon in water- Hydrogeology and Health Implication Audrey M. Stacks (Eds.),
Nova Science Publishers, New York, ISBN: 978-1-63463-742-8.

Тодоровић Н., Николов Ј., Стојковић И., Бијеловић С., Лучић С. (2020).

Радионуклиди у

пијаћим водама Војводине и здравствени ризик

. Нови Сад: Универзитет у Новом

Саду, Природно-математички факултет, Департман за физику.

UNSCEAR, 2000, Sources and effects of ionizing radiation. Vol. 1: Sources United Nations

Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation. United Nations, New York.

UNSCEAR, 2008, REPORT, United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic

Radiation, Ionizing Radiation: Sources and Effects, Volume II, United Nations, New
York

US EPA, 1999, Environmental Protection Agency, Radon in drinking water health risk reduction

and cost analysis. EPA Federal Register 64 (USEPA, Office of Radiation Programs,
Washington, DC).

WHO, 2017, Guidelines for drinking-water quality: fourth edition incorporating the first

addendum, World Health Organization, ISBN 978-92-4-154995-0.

WHO, 2018, Management of radioactivity in drinking water, World Health Organization,

License: CC BYNC-SA 3.0 IGO.

UNIVERZITET U NOVOM SADU

PRIRODNO-MATEMATIČKI FAKULTET

KLJUČNA DOKUMENTACIJSKA INFORMACIJA

Redni broj:

RBR

Identifikacioni broj:

IBR

Tip dokumentacije:

Monografska dokumentacija

Tip zapisa:

Tekstualni štampani materijal

Vrsta rada:

Diplomski rad

Autor:

Jelena Vlahović

Mentor:

Prof dr. Nataša Todorović
Prof dr. Sanja Bijelović

Naslov rada:

Radiološka bezbednost pijaćih voda

Jezik publikacije:

srpski (ćirilica)

Jezik izvoda:

srpski/engleski

Zemlja publikovanja:

Srbija

Uže geografsko područje:

UGP

Vojvodina

Godina:

2021

Izdavač:

Autorski reprint

UNIVERSITY OF NOVI SAD

FACULTY OF SCIENCE AND MATHEMATICS

KEY WORDS DOCUMENTATION

Accession number:

ANO

Identification number:

INO

Document type:

Monograph publication

Type of record:

Textual printed material

Content code:

Final paper

Author:

Jelena Vlahović

Mentor/comentor:

Prof. dr Nataša Todorović
Prof. dr Sanja Bijelović

Title:

Radiological safety of drinking water

Language of text:

Serbian (Cirilic)

Language of abstract:

English

Country of publication:

Serbia

Locality of publication:

Vojvodina

Publication year:

2021

Publisher:

Author's reprint

Publication place:

Faculty of Science and Mathematics, Trg Dositeja
Obradovića 4, Novi Sad

Physical description:

9/53/12/13/23

Scientific field:

Physics

Scientific discipline:

Medical Physics

Subject/ Key words:

SKW

Ionizing radiation, Liquid Scintilation Counting,
Monitoring of drinking water, Assessment of health
risks

Holding data:

Library of Department of Physics, Trg Dositeja
Obradovića 4

Note:

none

Abstract:

In  this  paper  we  presented  the  method  for
determinating the presence of radionuclides in drinking
water.  The  research  was  conducted  in  the  county  of
Srem,  more  specifically  “Fišer  salaš”.  The  results
indicate  that  there  is  a  large  health  risk  present,
therefore further research needs to be conducted.

Accepted by the Scientific Board:

ASB

12.08.2021.

Defended on:

29.09.2021.

Thesis defend board:

President:

Prof. dr Jovana Nikolov

Member:

Prof. dr Nataša Todorović

Member:

Prof. dr Sanja Bijelović