56 Носовский - Вопросы дозиметрии и радиационная безопасность на АЭС

радиоактивные аэрозоли (в том числе и ту часть йода, которая присутствует в воздухе в форме аэрозолей), а второй, пропитанный поташем или едким калием, улавливает парообразный йод. Выделив из первого фильтра йод радиохимическим путем, измеряют эту пробу и второй фильтр на радиометрической установке и находят, таким образом, удельную активность йода в прокачанном воздухе. Чувствительность метода порядка 10-12 Ки (4 . 10-2 Бк) при фильтрации 1 м3 контролируемого воздуха, что может быть достигнуто за 20 мин при скорости прокачки 50 л/мин.

В другом случае измеряется активность пробы из фильтрующей ткани с осажденными на ней радиоактивными аэрозолями и парами йода до и после подогрева. В силу высокой летучести йода подогрев фильтра до температуры 4000C в течение 10 мин приводит к полному его уносу, благодаря чему активность йода может быть найдена разностным методом. Аналогично первому методу, этот метод также нуждается в лабораторной обработке проб и не нашел широкого применения на ядерно-энергетических установках.

Третий из методов, заслуживающих упоминания, состоит в измерении γ-излучения щитовидной железы человека, находившегося в зоне, загрязненной парами и аэрозолями йода. Находясь на небольшой глубине от поверхности тела, щитовидная железа, концентрирующая в себе 131I; не полностью поглощает его излучение. Регистрируя излучение с помощью сцинтилляционного счетчика с кристаллом йодистого натрия в свинцовом коллиматоре, можно определить интенсивность γ-квантов с энергиями 0,36 и 0,64 МэВ и на этой основе найти активность 131I в щитовидной железе. Прибор такого типа позволяет обнаруживать у людей 3,5 нКи (130 Бк) этого излучателя.

ИЗМЕРЕНИЕ РАДИОАКТИВНЫХ АЭРОЗОЛЕЙ

Радиоактивными аэрозолями называются любые взвешенные частицы, находящиеся в воздухе и имеющие естественную (продукты распада урана, тория и радия) или искусственную (продукты деления урана, активационные радионуклиды и др.) радиоактивность.

В зависимости от агрегатного состояния различают аэрозоли с твердой дисперсной фазой (пыль различных радиоактивных веществ, дым) и аэрозоли с жидкой дисперсной фазой (пар. туман или аэрозоли конденсации).

Естественными носителями радиоактивности атмосферного воздуха являются эманации (радон, торон, актион) и их дочерние продукты (радионуклиды полония, висмута, свинца и таллия), которые могут оседать на взвешенных в воздухе частицах, тогда как твердые продукты распада эманации в результате объемной конденсации сами могут образовать аэрозоли различной дисперсности.

Радиоактивные аэрозоли образуются в процессах производства и обработки радиоактивных материалов (дробление, механическая обработка, выпаривание, кипячение и т. п.), при взрывах атомных иводородных бомб, привзаимодействии космического излучения с атмосферной пылью. Важнейшими источниками радиоактивных аэрозолей являются ядерный реактор и ядерное топливо АЭС. При нарушении целостности защитной оболочки ТВЭЛов продукты деления могут попасть в теплоноситель первого контура. В этом случае появится реальная опасность загрязнения воздуха нелетучими веществами (Sr, Ba, La, Zr, Ru, Ce и др.). В результате активации продуктов коррозии оборудования первого контура АЭС, в теплоносителе могут находиться радионуклиды 51Cr, 54Mn, 58Co, 59Fe, 60Co, 65Zn, 98^Zr и др. Кроме них, в воде образуются короткоживущие радионуклиды 16N, 18F, 24Na, К42 и др., которые не представляют опасности при выходе в окружающую среду, и долгоживущий тритий в небольшом количестве вследствие активации дейтерия и ядерной реакции, происходящей на боре (борсодержащие материалы применяются для регулирования мощности реактора).

Размер аэрозольных частиц может находиться в различных пределах — от долей до нескольких десятков микрометров. Распределение этих частиц по размерам массе и по активности подчиняется нормальному логарифмическому закону. В этом случае дисперсность аэрозольных частиц можно характеризовать медианным диаметром d.

Свойства аэрозольных частиц зависят от их размера. По дисперсности аэрозоли можно разделить на три группы:

•крупнодисперсные (неустойчивые) частицы (d = 10 мкм и более) быстро оседают, поэтому находятся в воздухе недолго;

•средней дисперсности (относительно устойчивые) частицы (d = 1 — 10 мкм) медленно оседают в неподвижном воздухе, поэтому находятся во взвешенном состоянии различное время в зависимости от размера частиц и их концентрации;

•мелкодисперсные (устойчивые) частицы (d < 1 мкм) движутся подобно молекулам воздуха, т. е. подчиняются законам броуновского движения.

При столкновениях между собой мелкодисперсные аэрозольные частицы укрупняются (коагулируют) и оседают так же, как и аэрозоли средней дисперсности. Коагуляция мелкодисперсных аэрозолей происходит тем быстрее, чем меньше размер частиц и чем больше их концентрация.

Втаблице 8.8 приведены некоторые физические параметры и ДКA радионуклидов, входящих в состав аэрозолей.

Как видно из сравнения табл. 8.7 итабл. 8.8 значения ДКА для радиоактивных аэрозолей, какправило, на2 — 7 порядковболеежесткиепосравнениюсДKA длярадиоактивныхгазов.

Наиболее опасным из них является долгоживущий изотоп стронция 90Sr (T1/2 = 28,6 года), который, распадаясь, образует относительно короткоживущее дочернее вещество 90Y (T1/2 = 64ч), являющееся излучателем β-частиц высоких энергий. Отлагаясь в костях, 90Sr и 90Y облучают высокочувствительный к излучению костный мозг (один из главных органов кроветворения), и поэтому на их допустимую концентрацию налагаются особенно жесткие ограничения — ДКA 90Sr установлена равной 0,044 Бк/л.

На примере 90Sr видны сложности измерения столь малых объемных активностей аэрозолей, составляющих примерно 1O-13— 10-12 Ки/л (3,7— 37) Бк/м3). Поскольку ни один детектор ионизирующих излучений не сможет зарегистрировать все без исключения акты распада, действительная скорость счета измеряемого эффекта будет ниже указанной. Следовательно, при измерении объемной активности аэрозолей на уровне ДКA и ее долей необходимо концентрировать радионуклиды из большого объема воздуха. Концентрирование аэрозолей производится либо на малой поверхности мембранных фильтров или мишени электрофильтра, либо в малом объеме жидкостных фильтров.

Еще более сложно измерение α-активных аэрозолей: для получения эффекта, как минимум равного фону α-радиометрических установок (примерно 1 отсчет/мин при эффективности около 25%), необходимо прокачивать 10 — 100 м3 контролируемого воздуха и концентрировать из них активность. К сожалению, при этом на фильтрующем материале оседает очень большая фоновая активность естественных радионуклидов радона и торона и продуктов их распада. Их обычная концентрация в атмосферном воздухе и воздухе рабочих помещений составляет 10-13 — 10-14 Ки/л [3,7 · (10-3 — 10-4) Бк/л], что значительно превышает измеряемый эффект.

Широкое распространение для контроля аэрозолей и очистки от них воздуха получили тонковолокнистые фильтры ФП. Ткани ФПП из перхлорвинила имеют средний диаметр волокон 1,5 и 2,5 мкм, обладают стойкостью к кислотам и щелочам, не смачиваются водой и могут использоваться при температуре до 3330K. Ткани ФПА из волокон ацетилцеллюлозы диаметром 1,5 мкм стойки к органическим растворителям (типа хлорированных углеводородов) и могут быть использованы до 4230K и влажности не более 80%. Механизм фильтрации аэрозольных частиц на тканях ФП заключается в следующем:

•для частиц больших размеров — инерционное осаждение при большой скорости фильтрации;

•осаждение частицы вследствие касания волокна при его огибании;

•осаждение вследствие диффузии и оседания мелкодисперсных аэрозолей;

•электростатическое притяжение аэрозольных частиц, которое имеет большое значение для фильтров ФП, так как они имеют высокий электростатический заряд;

•осаждение в поверхностном слое материала тех частиц, размер которых больше расстояния межу волокнами фильтра.

В результате перечисленных процессов на фильтрах ФП достигается практически одинаковое улавливание аэрозольных частиц любых размеров вплоть до свободных атомов с эффективностью почти 100%, т.е. вероятность присоединения частиц к волокнам у фильтра ФП близка к единице. В то же время инертные радиоактивные газы, не осаждаясь, проходят через материал ФП, т.е. вероятность присоединения атомов ИРГ кволокнам близкак нулю. Это позволяет использовать фильтры ФП в качестве предосадителей аэрозолей на входе в ионизационные камеры и другие детекторы, используемые для контроля ИРГ.

Исследования показали, что максимальным проскоком сквозь материал ФП обладают частицы диаметром 0,1 — 0,2 мкм. Поэтому проскок фильтров ФП различных марок определяют и приводят в технических характеристиках по аэрозолям, имеющим именно эти размеры при стандартной скорости прокачки воздуха 1 см/с. Значения максимального проскока при этих условиях у фильтров ФП, используемых для определения концентрации α-, β-активных аэрозолей и их дисперсности, находятся в пределах 0,1 — 1,0 %.

Динамическое сопротивление фильтров составляет от 15 до 40 Па при скорости 1 см/с и линейно возрастает с увеличением скорости воздуха. Фильтры разных марок имеют разную толщину фильтрующего слоя: 3,0 ± 0,5 мг/см2 (ФПП-15-1,5 и ФПА-15-2,0), 1,5 ± 0,15 мг/см2 (НЭЛ) и 1,6 ± 0,2 мг/см2 (ЛФС). Фильтры НЭЛ и ЛФС используются для улавливания α-активных аэрозолей в тонком лобовом слое фильтра, чтобы α-частицы не поглощались в объеме фильтра. В табл. 8.9 приведены характеристики аналитических круглых фильтров типа АФА для отбора проб аэрозолей.

Аналитические круглые фильтры для удобства работы с ними закладываются в бумажную обойму, которая предотвращает перенос активности с фильтра на оборудование и руки дозиметриста и обратное загрязнение фильтров.

Примечание: Сопротивление указано для стандартной линейной скорости фильтрации 1 см/с. Эффективность всех фильтровприэтойскорости99,9%.

Для анализа аэрозолей в воздухе применяется также инерционное осаждение. Инерционный осадитель (импактор) позволяет осуществить сепарацию частиц на несколько групп по размерам (по числу каскадов) от 0,2 до 20 мкм. Направление скорости воздушного потока в щели одного из каскадов, образованной соплом и мишенью в импакторе, резко изменяется, аэрозольные же частицы продолжают двигаться в первоначальном направлении, встречают на своем пути мишень и осаждаются на ней. Импакторы имеют высокую эффективность осаждения крупнодисперсных аэрозолей и низкую — мелкодисперсных.

Преимущество инерционных осадителей состоит в простоте конструкции, высокой производительности, возможности разделения аэрозолей по дисперсности. Недостаток их — низкая эффективность по осаждению мелкодисперсных аэрозолей, зависимость эффективности от температуры и влажности окружающей среды.

Измерив объем воздуха V, м3, пропущенного через тот или иной фильтр, и определив радиометрическим методом абсолютную активность фильтра А, Бк, устанавливают концентрацию аэрозолей в воздухе Q, Бк/м3, по формуле

Установка, предназначенная дня определения концентрации радиоактивных аэрозолей, состоит из следующих основных узлов: фильтра, устройства для прокачивания воздуха, прибора для измерения скорости или объема прокачиваемого воздуха, детектора и счетной установки для определения активности аэрозолей, накопившихся на фильтре.

Объемную активность Q радиоактивных аэрозолей в воздухе по активности, осажденной на фильтре, можно рассчитать по следующей формуле:

Q = N.Aэт/(Nэт.η.w.V),

(8.16)

где N, Nэт — число импульсов в секунду за вычетом фона соответственно при измерении активности фильтра и при измерении эталонного источника известной активности;

Аэт — активность эталонного источника, Бк; Nэт/Aэт = f — эффективностьсчетаустановки; η — эффективность фильтра;

w — поправка на самопоглощение детектируемого излучения в объеме фильтра; V — объем прокачанного воздуха, м3.

Формула (8.16) справедлива для расчета концентрации долгоживущих аэрозолей, у которых период полураспада Т1/2 » t (t — время прокачки воздуха через фильтр). Тогда не требуется внесения поправки в скорость счета N на радиоактивный распад аэрозолей, накопленных на фильтре за время t.

Рассмотрим некоторые основные методы измерения концентрации аэрозолей долгоживущих α-активных радионуклидов в присутствии естественного фона радона (Rn) и торона (Tn).

Один из методов (метод выдержки) основан на различии периода полураспада исследуемой (долгоживущие радионуклиды) и фоновой (Rn, Tn) активности. При наличии в воздухе долгоживущих радионуклидов и радона (эффективный период полураспада продуктов распада Rn составляет около 40 мин) достаточно выждать несколько часов, чтобы снизить скорость счета α-частиц от продуктов распада Rn (RaC, RaA), осажденных на фильтр. При

наличии на фильтре продуктов распада торона (ThC, ThA, ThC) (эффективный период полураспада около 10,6 часа) активность фильтра следует измерять не ранее чем через сутки. Следовательно, этим методом невозможно своевременно обнаружить в воздухе повышение концентрации радиоактивных аэрозолей долгоживущих радионуклидов.

Другой метод основан на различии в энергии α-частиц долгоживущих радионуклидов

(например,210Ро: Eα= 5,3 МэВ, Т1/2 = 138,3 сут; 239Pu: Eα= 5,15 МэВ, Т1/2= 2,44 . 104 лет; 226Ra: Eα= 4,79 МэВ, Т1/2= 1622 года; 238U: Eα= 4,2 МэВ, Т1/2= 4,5 . 109 лет) и короткоживущих

продуктов распада Rn (RaC: Eα = 7,68 МэВ, Т1/ = 40 мин; RaA: Eα= 6 МэВ, Т1/2= 3 мин) и Tn(ThC: Eα=8,78 МэВ, T1/2= 10 ч, ThA: Eα= 6,77 МэВ, Т1/2 = 0,16 с; ThC: Eα = 6,08 МэВ, Т1/2 = 10 ч).

Следовательно, концентрацию долгоживущих радиоактивных веществ на фильтре можно определить, если проанализировать энергию α-частиц с помощью спектрометра. Для измерения спектров применяются спектрометры со сцинтилляционными или полупроводниковыми детекторами, а также с импульсными ионизационными камерами.

Кроме определения суммарной активности аэрозолей, иногда возникает необходимость установить и радионуклидный состав отобранных проб. Для этого можно использовать радиохимический и спектрометрический метод определения. Радиохимический метод определения состава аэрозолей дает высокую точность определения энергии, но трудоемок, требует использования большого количества различных химических веществ и значительных активностей отобранных проб. Спектрометрические методы более просты и обладают более высокой точностью, чем радиохимические.

ОПРЕДЕЛЕНИЕ АКТИВНОСТИ ЖИДКИХ И ТВЕРДЫХ ОТХОДОВ

Основными отходами радиоактивных жидкостей на АЭС являются отходы от очистки воды первого контура теплоносителя; утечки воды первичного теплоносителя; отработанные воды, применявшиеся в качестве охладителя системы регулирования, аварийной защиты и других узлов; воды, использованные при дезактивации и при стирке в специальных прачечных.

Жидкиерадиоактивные отходыпоудельнойактивностиделятсянаследующиекатегории:

•слабоактивные — ниже З,7 . 108Бк/м3(1 · 10-5Ки/л);

•среднеактивные — от 3,7 · 108 до 3,7 · 1013 Бк/м3 (1 · 10-5- 1 Ки/л);

•высокоактивные — выше 3,7 · 1013 Бк/м3 (1 Ки/л).

Активность и нуклидный состав исследуемых отходов определяют методом пробоотбора. При отборе проб необходимо обеспечивать их представительность, т.е. необходимо, чтобы пробоотборная линия; и сам процесс пробоотбора не искажали состава и формы существования нуклида в отходах.

Набор радионуклидов в сбросных водах довольно ограничен. Допустимые концентрации большинства α-излучателей в воде близки между собой. Поэтому контроль по этим радионуклидам может включать в себя только определение общей α-активности. Контроль концентрации β-излучающих радионуклидов ведут в двух направлениях·

•определяют чистые β-излучатели;

•определяют радионуклиды, имеющие γ-излучение.

Возможности β-спектрометрии без выделения отдельных β-излучателей весьма

ограничены Это обусловлено формой β-спектра, наличием нескольких парциальных β-спектров у отдельных радионуклидов, близостью граничных энергий β-спектров распространенных радионуклидов. Поэтому анализ аппаратурного β-спектра изучаемого препарата позволяет только сделать вывод о радиохимической чистоте выделенного радионуклида, либо выделить в β-спектре группы мягких и жестких β-излучателей. Все это обуславливает необходимость радиохимического выделения отдельных чистых

β-излучателей. В первую очередь это относится к распространенному и долгоживущему 90Sr, ДКВingest которого является одной из самых низких.

Активность нуклидов, поступающих за пределы АЭС с жидкими отходами, настолько мала, что определить ее в обычно отобранной пробе весьма трудно или невозможно. В лучшем случае удается определить так называемую суммарную β-активность, т.е. полную активность пробы вне зависимости от ее нуклидного состава. Для этого пробу воды выпаривают на подложку и активность определяют с помощью газоразрядного или сцинтилляционного бета-счетчика. Нуклидный состав жидких радиоактивных отходов и активность нуклидов определяют в средней пробе, отбираемой через ионообменную колонну или в большой по объему пробе, в которой радионуклиды концентрируют с осаждением и выпариванием.

Пробы с радионуклидами, испускающими при распаде γ-излучение, обычно подвергают γ-спектрометрическому анализу на спектрометрах с полупроводниковыми детекторами. Применяют либо простые однокристальные спектрометры, либо спектрометры с улучшенной формой приборной линии (с защитой антисовпадениями, каскадные, суммирующие и др ). Нуклиды идентифицируют по пикам полного поглощения, а удельные активности а (Бк/кг) рассчитывают по формуле:

где S — площадь под пиком полного поглощения γ-квантов і-го нуклида, G — геометрический коэффициент, учитывающий условия измерения; λі — постоянная распада радионуклида; εі — эффективность регистрации γ-квантов данной энергии, M — масса пробы; t — время от момента отбора пробы до момента измерения. (Предполагается, что продолжительность

отбора пробы и измерения γ-спектра значительно меньше Т1/2 і-го нуклида.)

Для облегчения расшифровки γ-спектрограмм и повышения чувствительности

измерений целесообразно выделять некоторые γ-излучающие радионуклиды: 141Ce. 144Ce,

134Cs,137Cs,131I.

Активность жидких сбросов определяют с помощью прибора "Берест", однако его чувствительность для этого при нормальной работе АЭС мала, и его главная задача — сигнализация о повышении активности сброса выше заданной.

Источниками твердых отходов на АЭС являются детали технологического оборудования реактора и инструменты, вышедшие из строя и имеющие наведенную активность или загрязненные долгоживущими радиоактивными веществами. К твердым отходам относятся загрязненные радиоактивными веществами спецодежда, спецобувь, мусор, а также жидкие отходы, приведенные в твердое состояние.

Согласно СП АС-88 твердые отходы, образующиеся при работе АЭС, считают радиоактивными, если они удовлетворяют оному из следующих критериев:

первый критерий: мощность эквивалентной дозы γ-излученияна расстоянии 10 см от их поверхности превышает 1 мкЗв/ч (100 мкбэр/ч);

второй критерий: удельная активность дня β-излучателей более 7,4 · 104 Бк/кг (2 · 10-6 Ки/кг), а для α-излучателей превышает 7,4 · 103 Бк/кг (2 · 10-7 Ки/кг). Для радиоактивных растворимых солей (хлориды, нитраты, бораты и др.) предельная активность должна быть уменьшена в 10 раз;

третий критерий: поверхностная загрязненность превышает для β-излучателей

500част/(см2·мин), а для α-излучателей — 5 част/(см2.мин).

Взависимости от характера твердых радиоактивных отходов, методов измерений и условий хранения выбирается один из перечисленных выше критериев.

Этот же подход используется и при классификации твердых радиоактивных отходов

(табл. 8.10).

Таблица8. 10 Классификация твердых радиоактивных отходов для гамма-, бета- и

альфа-излучателей (используется любой из трех критериев)

Непосредственное определение радиоактивности твердых отходов связано с целым рядом трудностей, как правило, неизвестны радионуклидный состав отходов, распределение радиоактивности по объему отходов, плотность отходов и другие необходимые параметры Поэтому погрешность указанного определения весьма велика и речь может идти лишь об оценке уровня радиоактивности отходов

При контроле РАО по γ-излучению производится измерение мощности эквивалентной дозы на расстоянии 10 см от поверхности отходов для сортировки их по категориям.

При неразрушающем контроле упакованных РАО применяются методы, в которых используется регистрация как собственного γ-излучения радионуклидов, входящих в состав отходов (эмиссионные методы), так и исследование поглощения в упаковках с РАΟ излучения от внешнего источника γ-излучения (трансмиссионные методы).

Применение эмиссионных методов связано с высокой проникающей способностью γ-излучения и с тем, что методы регистрации и спектрометрии γ-квантов отработаны достаточно хорошо. Эмиссионные методы разнообразны простейший метод для контроля полной активности отходов в упаковке путем регистрации γ-излучения РАО от всего объема

упаковки одним или несколькими детекторами; сегментное эмиссионное γ-сканирование, когда детектор регистрирует излучение от плоского слоя (сегмента), на которые условно разбивается упаковка, при вращении упаковки и осевом перемещении детектора от сегмента к сегменту, эмиссионная компьютерная томография, которая по принципу действия похожа на сегментное сканирование, но детектор регистрирует не полное излучение плоского сегмента,

аузкую его часть.

Вкачестве примера приводим методику по определению объемной активности твердых радиоактивных отходов по измерениям мощности экспозиционной дозы, применяемую на ЧАЭС.

Вобщем случае мощность дозы гамма-излучения от объемного источника зависит от его линейных размеров, материала источника, удельной активности и изотопного состава радионуклидов. То есть, задача определения удельной активности источника по внешнему полю гамма-излучения достаточно сложна и зависит от многих неизвестных параметров. Практически задачу можно упростить и число неизвестных параметров значительно уменьшить. Так, для достаточно протяженного источника при заданных размерах и известном радионуклидном составе загрязнений, мощность экспозиционной дозы гамма-излучения Ργ однозначно связана с гамма-эквивалентом источника M (г-экв. радия/кг).

Для количественной оценки связи используется гамма-метод расчета, согласно которому на поверхности достаточно протяженной среды, экранированной защитой толщиной Д, мощность экспозиционной дозы гамма-излучения определяется выражением;

где. Γγ — ионизационная гамма-постоянная; M — удельный гамма-эквивалент;

g — массовый коэффициент поглощения, m — линейный коэффициент ослабления; E — интегрально-показательная функция.

Удельная активность источника определяется по формуле:

М(г-экв.радия/кг)

i=l Аэквi(Ки/кг)

где: M—рассчитанное по формуле (8.18) значение удельного гамма-эквивалента; Аэквi — эквивалентная удельная активность i-ro нуклида;

ft—вклад бета-гамма-излучателей в суммарную активность;

i= 1...n — число радионуклидов (излучателей).

Численные значения удельной активности нуклидов (Аэквi) эквивалентные величине 5. 10-8 = г-экв радия/кг по мощности дозы гамма-излучения от протяженного источника приведены в табл. 8.11:

Проведенные теоретические и практические исследования показывают, что применение даннойметодикивозможнопривыполненииследующихусловий:

•Линейныеразмерыисточникадолжныбытьнеменее80x80x80 см.

•Плотность материала источника должна быть не менее 0,5 г/см3.

•Энергетический спектр гамма-излучения находится в пределах 0,15 — 1,5 МэВ.

На ЧАЭС контейнеры с радиоактивными отходами являются источниками, удовлетворяющимиданнымусловиям.

Контейнеры для сбора твердых радиоактивных отходов (TPAO) 1 и 2 группы, прямоугольной формы, толщина стенки 5 — 6 мм. Размеры контейнера не менее 100x100x100 см. Объемрассчитывается взависимостиотразмеров.

Контейнеры для сбора TPAO 3 группы стандартные цилиндрической формы. Наиболее распространенный тип — К-50, высота — 1200 мм, диаметр — 1100 мм, толщина стенки— 50 мм, объем—0,7 м3.

Поскольку основной измеряемой величиной в данной методике является мощность экспозиционной дозы гамма-излучения, то ее измерение необходимо проводить дозиметрическим прибором, удовлетворяющимследующимтребованиям.

•Диапазонизмеряемых энергий— 0,15 — 1,5 МэВ

•Диапазонизмеряемых величин— 0,1 — 1000 мР/ч.

•Показания дозиметров в данных диапазонах не должны зависеть от энергии гаммаизлучения.

С учетом данных требований наиболее целесообразно использование серийных дозиметрических приборовДП-5ВиMKC-OlP сдатчиками БДКГ-01Р, БДКБ-01Р.

Приобработкерезультатовизмерениянеобходимоучитыватьследующиепогрешности:

•погрешностьиспользуемогоприрасчетахгамма-метода — 20%;

•погрешностьдозиметрических приборов— 20%;