陽金珉， 王昊,2， 張磊

(1.國民核生化災(zāi)害防護國家重點實驗室， 北京 100225； 2.北京大學(xué) 核物理與核技術(shù)國家重點實驗室， 北京 100871)

氡普遍存在于自然環(huán)境中，氡衰變產(chǎn)生的子體在空氣中與氣溶膠結(jié)合，形成的放射性氣溶膠經(jīng)呼吸進入人體產(chǎn)生內(nèi)照射。氡子體暴露劑量約占人類所受天然輻射照射總劑量的一半以上[1]。氡子體暴露所致輻射劑量，不僅與環(huán)境中的氡及其子體活度濃度有關(guān)，還受到氡子體活度粒徑分布的影響。前者一直是學(xué)界關(guān)注的重點，氡子體測量技術(shù)發(fā)展和各種環(huán)境下的氡濃度水平調(diào)查多年來不斷有新的進展和報道。近年來對于后者的關(guān)注日益提升，研究發(fā)現(xiàn)不同粒徑大小的放射性氣溶膠在呼吸道和肺泡組織中的沉積效率有顯著差異，單位活度濃度暴露劑量也有明顯差異。ICRP137號報告指出對于不同粒徑的氡子體，其單位暴露有效劑量差異可達8倍以上[2]。UNSCEAR2019年報告指出，除呼吸率之外，氡子體粒徑分布是對氡暴露劑量轉(zhuǎn)換系數(shù)影響最大的因素[3]。

氡子體的粒徑分布是評估氡暴露劑量的重要一環(huán)。Porstendorfer推導(dǎo)了氡子體與氣溶膠顆粒的結(jié)合速率，為氡子體粒徑分布間接測量奠定了理論基礎(chǔ)[4-5]。隨著氣溶膠粒徑測量技術(shù)發(fā)展，直接測量氡子體粒徑分布成為可能。國內(nèi)外學(xué)者開展了系列測量技術(shù)研究，主流的測量方法包括撞擊器法和絲網(wǎng)擴散法，實現(xiàn)氣溶膠粒徑的分級采樣，測量分級后的氡子體活度，反演計算出氡子體的粒徑分布。Strong[6]、Knutson[7]等學(xué)者利用絲網(wǎng)擴散組法，實現(xiàn)了氡子體粒徑分布的測量。Kersten[8]、Tokonami[9]、Rahman[10]等學(xué)者結(jié)合撞擊器和α探測器，開展了氡子體粒徑分布測量。受限于撞擊器制備工藝，撞擊器的分級下限通常在100 nm以上，極少數(shù)能下探到50 nm附近，因此對小粒徑的氡子體粒徑測量能力有限。Mohamed等[11]結(jié)合撞擊器和絲網(wǎng)法集兩者之長，用撞擊器實現(xiàn)粗粒子的分級，用絲網(wǎng)法對小粒徑氣溶膠分級，有效拓寬了氡子體粒徑測量范圍。目前，氡子體粒徑分布測量研究主要應(yīng)用于實驗室和礦洞等高氡濃度環(huán)境測量。普通環(huán)境中氡子體濃度不高，分級采樣測量進一步降低了測量樣品的活度，測量不確定度較大。

氡子體粒徑分布測量經(jīng)歷幾十年的發(fā)展，方法多樣、系統(tǒng)多樣，不同測量方法和測量系統(tǒng)間存在各自的優(yōu)缺點和差異，彼此之間比對實驗較少。目前，有限的比對實驗結(jié)果表明，不同測量方法結(jié)果的一致性需進一步提升，以精準評估各測量方法的準確性[12]。為評估氡子體測量方法的準確性和可靠性，本文基于實驗室現(xiàn)有的測量技術(shù)及平臺開展了3種氡子體粒徑分布測量方法的比對。在氡室環(huán)境和室內(nèi)環(huán)境下開展了不同粒徑分布情況的實際測量，確認了不同方法測量結(jié)果的準確性，分析了不同方法的局限性和適用范圍。

1 氡子體粒徑分布測量方法

氡子體活度粒徑分布測量方法通?？梢苑譃橹苯訙y量法和間接測量法。直接測量法是對氣溶膠樣品按粒徑進行分級采樣后直接進行活度測量，得到氡子體活度粒徑分布。間接測量法則是通過測量氣溶膠的粒徑數(shù)量分布，依據(jù)氡子體與氣溶膠附著理論，推導(dǎo)計算得到其活度粒徑分布。

1.1 直接測量方法

1.1.1 低壓撞擊器法

本研究中采用110NR型低壓撞擊器(TSI，美國，見圖1(a))對氡子體進行粒徑分級采樣，然后用α譜儀對采集到的各粒徑段氡子體進行活度測量。該低壓撞擊器共有10級，慣性大的粗粒子將穿出氣流，被前端撞擊板攔截，粒徑越小的粒子則可跟隨氣流繞過前端撞擊板，穿越更多的層級，被后端的撞擊板截取。采樣流量經(jīng)皂膜流量計標定為29.4±0.1 L/min，各級半切割粒徑分別為56、100、180、320、560、1 000、1 800、3 200、5 600、10 000 nm[13]。56 nm以下的氣溶膠被收集在末端濾膜。

圖1 低壓撞擊器法測量氡子體粒徑分布Fig.1 Radon progeny size distribution measured by low pressure impactor method

采樣結(jié)束后，第2～10級撞擊板和濾膜被分別轉(zhuǎn)移到α譜儀中進行測量。本文中采用一臺雙通路α譜儀和一臺8通路α譜儀進行能譜分析測量，見圖1(b)。各通路探測器的探測效率采用241Am-239Pu混合電鍍面源進行標定，活度量值可回溯至國家計量標準，10個通路探測器的探測效率在16.5%～28.9%。氡子體活度濃度測量采用Kerr方法，采樣10 min，等待2 min，然后進行2段α測量，分別是12～22 min和25～40 min，由這2段α能譜計數(shù)矩陣求解出3個短壽命氡子體(218Po、214Pb和214Bi)活度濃度和等效平衡氡濃度(equilibrium equivalent concentration，EEC)[14-15]。

撞擊器法測得的活度隨粒徑呈階梯形分布，如圖1(c)中實線所示。假設(shè)氣溶膠粒徑分布為單峰分布，可用下式函數(shù)形式對測量結(jié)果進行擬合[16]：

式中：k表示高斯峰高度；dp為粒子直徑；dm為氣溶膠幾何平均直徑(geometric mean diameter，GMD)；σg為幾何標準偏差。采用加權(quán)最小二乘法對上式中k、dm和σg這3個參數(shù)進行優(yōu)化擬合，使得活度粒徑分布f(lndp)在各粒徑段的積分與相應(yīng)撞擊板活度測量值之差的加權(quán)平方和最小，解得表征氡子體活度粒徑分布的2個特征參數(shù)dm和σg。

1.1.2 絲網(wǎng)擴散組法

絲網(wǎng)擴散組法基于不同物理特性的絲網(wǎng)對不同粒徑的氣溶膠具有不同的收集效率，對氣溶膠顆粒進行分級采樣。本文采用的絲網(wǎng)擴散組測量裝置由8組測量單元構(gòu)成，如圖2所示，通過測量透過各組絲網(wǎng)后沉積到濾膜上的氡子體活度濃度，結(jié)合理論計算得到金屬絲網(wǎng)的收集效率[17]，數(shù)值反演得到氡子體活度粒徑分布。

圖2 絲網(wǎng)擴散組測量系統(tǒng)示意Fig.2 Screen diffusion battery measurement system

本文采用的絲網(wǎng)擴散組測量系統(tǒng)原理圖，如圖2(a)所示，每個測量單元由采樣頭、Si-PIN探測器、濾膜、采樣泵、流量計和電子學(xué)測量單元組成。各級的采樣頭由不同的絲網(wǎng)組、撞擊器和濾膜組成，第1級為濾膜，第2級為濾膜加PM2.5撞擊器，第3級～第8級由不同絲網(wǎng)組合、PM2.5撞擊器和濾膜組成。前3級用來測量未結(jié)合態(tài)和粒徑大于2.5 μm的粗粒子模態(tài)氡子體份額，后5級用來測量結(jié)合態(tài)氡子體的粒徑分布。在4 L/min的采樣流量下第3級～第7級的50%切割粒徑分別為3.0、23.6、63.6、105.2、215.2 nm，第8級的30%切割粒徑為177.4 nm。

氣溶膠穿透絲網(wǎng)后被收集于濾膜上，通過上方的Si-PIN探測器測量濾膜上氡子體衰變釋放的α粒子。為提高測量系統(tǒng)靈敏度，3個短壽命氡子體(218Po、214Pb和214Bi)濃度和EEC由修正Wicke方法計算給出，該方法測量流程為采樣30 min，采樣同時進行第1段測量，測量218Po的α計數(shù)，采樣結(jié)束等待10 min后，開啟第2段測量，分別測量218Po和214Po的α計數(shù)，時長20 min[18]。根據(jù)測得的3段計數(shù)求解出3種短壽命氡子體活度濃度和EEC濃度。各級濾膜上的氡子體活度測量值呈階梯分布，如圖2(b)所示。通過計算得到各級絲網(wǎng)對各粒徑氣溶膠的收集效率，結(jié)合實測的活度值，用EM算法[19]和Twomey算法[20]反演得到短壽命氡子體和EEC的活度粒徑分布。

1.2 間接測量法(粒徑掃描儀法)

間接測量法是通過實際測量氣溶膠數(shù)量粒徑分布，依據(jù)氡子體與氣溶膠附著理論計算氡子體的活度粒徑分布。

環(huán)境中，氡子體與不同粒徑氣溶膠的附著分配比率關(guān)系可表示為[9]：

式中：C是氡子體總活度濃度，Bq/m3；C(d)是粒徑為d的氣溶膠氡子體活度濃度，Bq/m3；Z(d)是氣溶膠粒徑數(shù)量分布，cm-3；β(d)是未結(jié)合態(tài)氡子體與粒徑為d的氣溶膠的結(jié)合速率，m3/s，可表示為[4]：

式中：D0是未結(jié)合態(tài)氡子體的擴散系數(shù)，本文中取值為6.5×10-6m2/s[9]；d是氣溶膠顆粒的粒徑，nm；v0是未結(jié)合態(tài)氡子體的熱運動平均速度，m/s；l0是氣體分子平均自由程，本文中取值65 nm[9]。

通過測量氣溶膠的粒徑數(shù)量分布Z(d)和氡子體濃度C，由結(jié)合速率β(d)即可計算得到氡子體活度粒徑分布C(d)。

本研究中采用SMPS-5416型(GRIMM，德國)氣溶膠粒徑掃描儀測量Z(d)，借助差分電遷移率分析儀實現(xiàn)對氣溶膠顆粒分級，由激光計數(shù)器記錄各個粒徑區(qū)間段的氣溶膠數(shù)量。該氣溶膠粒徑掃描儀可將7～1 356 nm粒徑范圍等比分割為144個區(qū)間進行掃描計數(shù)，得到氣溶膠粒徑數(shù)量分布。

2 比對測量

為驗證各測量方法的準確性，本研究采用2種直接測量法(低壓撞擊器法、絲網(wǎng)擴散組法)和間接測量法(粒徑掃描儀法)在標準氡室和室內(nèi)環(huán)境，進行氡子體粒徑分布測量的比對實驗。

2.1 標準氡室內(nèi)氡子體粒徑分布比對測量

本研究在防化研究院放射性氣溶膠標準場內(nèi)進行了7組比對實驗測量，標準場內(nèi)部體積18 m3，能夠穩(wěn)定調(diào)控氡氣濃度、氣溶膠濃度、溫濕度。實驗過程中，氡室內(nèi)氡氣濃度維持在10 000 Bq/m3的水平，溫濕度穩(wěn)定在23～27 ℃和40%～45%。通過氣溶膠發(fā)生器發(fā)生單分散氣溶膠，調(diào)控氡子體粒徑分布。表1給出了各組實驗中的氣溶膠濃度、幾何平均粒徑和等效平衡氡濃度EEC。粒徑調(diào)控范圍為98～533 nm，標準偏差σg為1.2～1.5。氣溶膠濃度在16 000～33 000 cm-3，EEC范圍為623～3 334 Bq/m3。

表1 氡室內(nèi)氣溶膠狀態(tài)和等效平衡氡濃度Table 1 Aerosol conditions and EEC in radon chamber

2.2 室內(nèi)環(huán)境氡子體粒徑分布比測量

室內(nèi)環(huán)境開展了8組氡子體粒徑比對測量，其中6組測量在2層辦公室進行，2組在1樓實驗室大廳進行。表2給出了各組氣溶膠濃度、粒徑分布情況和EEC水平。EEC范圍為4.5～33.3 Bq/m3。氣溶膠濃度在3 600～7 200 cm-3，氣溶膠粒徑在73～118 nm，標準偏差均在2.0以上。相較于氡室內(nèi)人工發(fā)生的氣溶膠，室內(nèi)環(huán)境中的氣溶膠粒徑偏小而分布展寬更大。

表2 室內(nèi)環(huán)境氣溶膠條件和等效平衡氡濃度

3 結(jié)果與討論

3.1 氡室內(nèi)比對測量結(jié)果

氡室內(nèi)氡子體粒徑分布比對結(jié)果見表3和圖3。結(jié)果表明間接測量法得到氡子體活度幾何平均粒徑(active geometric mean diameter，AGMD)相較于表1中的氣溶膠數(shù)量幾何平均粒徑GMD均更大。這是因為大粒徑的氣溶膠表面積更大，氡子體與之結(jié)合效率更高，即β(d)隨著粒徑增大而增大，活度分布向大粒徑方向移動。圖3為氡室環(huán)境氡子體活度粒徑理論值和實測值比對，各組數(shù)據(jù)點均落在x=y斜線附近，驗證了各測量方法的一致性。其中，絲網(wǎng)擴散組法2種反演算法得到的AGMD基本一致，2種算法無明顯差異。絲網(wǎng)法的粒徑實測值與理論值在粒徑小于300 nm時較為吻合，最大偏差小于8%，在粒徑較大時(大于500 nm)相較于理論值明顯偏低。而低壓撞擊器法的測量值整體上相較于理論值均略偏小，最大偏差為20%，這一現(xiàn)象在文獻[21]中也有報道，推測其原因可能是在采樣過程中，油性氣溶膠顆粒在低壓環(huán)境高速運動過程中發(fā)生了部分揮發(fā)，導(dǎo)致氣溶膠顆粒粒徑變小[16]。絲網(wǎng)擴散組法2種反演算法測得的幾何標準偏差σg與間接測量法偏差較小，低壓撞擊器法僅在500 nm以上粒徑測得了偏大的展寬。

表3 氡室內(nèi)氡子體活度粒徑比對Table 3 Comparison of the radon progeny activity size distribution in radon chamber

圖3 氡室環(huán)境氡子體活度粒徑理論值和實測值比對Fig.3 Relationship between the calculated AGMD and the measured AGMD in radon chamber

3.2 室內(nèi)環(huán)境比對測量結(jié)果

表4和圖4給出了室內(nèi)環(huán)境比對結(jié)果。絲網(wǎng)擴散組法與理論計算方法仍具有較好的一致性，但誤差顯著增加，活度幾何平均粒徑AGMD測量值與理論值最大偏差為22%，幾何標準差σg之間的差異也明顯增大。低壓撞擊器法僅一組AGMD測量值偏差為30%，其余測量值與理論計算值偏差均在7%以內(nèi)，具有很好的一致性。室內(nèi)環(huán)境下不同方法間的測量偏差較大，主要原因可能來自于：1)氡子體活度測量誤差，室內(nèi)氡子體濃度低，實驗過程中氡子體平衡濃度在4.5～33.3 Bq/m3，僅因放射性計數(shù)漲落引起的誤差可達6%～17%；2)擬合誤差，室內(nèi)環(huán)境氣溶膠分布展寬更大，可能存在雙峰甚至多峰情況，不符合單峰分布情況，擬合粒徑誤差相應(yīng)增大；3)理論計算偏差，理論計算值對球形粒子假設(shè)依賴較大，實際環(huán)境中氣溶膠粒子并不是理想球形粒子，可能產(chǎn)生一定的偏差。

表4 室內(nèi)氡子體活度粒徑比對Table 4 Comparison of the radon progeny activity size distribution in indoor environment

總結(jié)不同環(huán)境的比對測量結(jié)果，發(fā)現(xiàn)低壓撞擊器法、絲網(wǎng)擴散組法2種直接測量法測得的活度幾何粒徑均值與間接測量法一致性較好，說明了3種測量方法基本可靠。各測量方法有各自的優(yōu)缺點和適用范圍：

1)直接測量法能直接得到氡子體粒徑分布，不依賴于氡子體與氣溶膠附著規(guī)律，測量結(jié)果可信度高，但受靈敏度和采樣分級段數(shù)的限制，不確定度大。其中低壓撞擊器法采用大采樣流速，因此測量靈敏度相對較高，且對大粒徑的氡子體粒徑分布測量具有優(yōu)勢，但裝置笨重，電力需求高，無法進行連續(xù)測量。絲網(wǎng)組法適用于小粒徑氡子體粒徑分布測量，由于較小的采樣流速，使得裝置具有便攜性和較小的電力需求，適用于現(xiàn)場環(huán)境下的長期連續(xù)測量，但靈敏度較低。

圖4 室內(nèi)環(huán)境氡子體活度粒徑理論值和實測值比對Fig.4 Relationship between the calculated AGMD and the measured AGMD in indoor environment

2)間接測量法優(yōu)點在于細致的粒徑分級，能夠準確測得氣溶膠數(shù)量粒徑分布，結(jié)合氣溶膠附著理論能夠給出活度粒徑分布，測量結(jié)果不確定度較小。但是間接測量法不能直接給出活度粒徑分布，氣溶膠附著理論的缺陷和假設(shè)偏差會造成一定的測量誤差。此外，間接測量法需配合氡子體測量儀才能用以評估氡暴露劑量，在實際應(yīng)用中有所受限。

4 結(jié)論

1)低壓撞擊器法在氡室高氡濃度環(huán)境下的測量值整體上相較于理論值略微偏小，可能原因是在采樣過程中，油性氣溶膠顆粒在低壓環(huán)境高速運動過程中部分揮發(fā)，導(dǎo)致氣溶膠顆粒變小，實測值偏低。在室內(nèi)低活度濃度環(huán)境下，低壓撞擊器法靈敏度高，與理論計算值具有較好的一致性。

2)絲網(wǎng)擴散組法適用于粒徑小于300 nm的氡子體粒徑分布測量，粒徑超過500 nm時，測量結(jié)果顯著偏低。在室內(nèi)低活度濃度環(huán)境下，測量值與理論計算值具有較好的一致性，但受限于靈敏度，活度幾何平均粒徑AGMD和幾何標準差σg的測量不確定度明顯增大。

3)3種測量方法總體上一致性較好，互相印證了其測量可靠性。實際應(yīng)用中各有優(yōu)缺點，適用于不同環(huán)境的氣溶膠粒徑分布測量。