1 前言

平衡因子F定义为平衡等效氡浓度与空气中母体核素氡放射性浓度的比值。它表征了用α潜能表示的空气中短寿命子体混合物与其母体核素之间的不平衡状态。近年来, 在氡水平调查中, 有不再测量氡子体的趋势, 在剂量评价中采用ICRP及UNSCEAR推荐的平衡因子F值。本文对该因子对暴露量和有效剂量估算值的影响进行初步讨论。

2 F值对暴露量估算值的影响

ICRP第65号出版物和UNSCEAR 1993年报告^{[1, 2]}中给出, 矿下和室内空气中的平衡因子F值取为0.4, 室外空气中的取为0.8。但是, 实际上平衡因子F值受通风率、气溶胶浓度等诸多因素的影响, 矿与矿之间有一定的差别。表 1汇总了我国32个铀矿和非铀矿山井下氡子体平衡因子F平均值^[3~8], 其范围为0.15~ 0.72。假如用F=0.4去估算暴露量, 则其中约有60%的矿山暴露量高估或低估不超过20 %。暴露量被高估的多为铀矿山, 被低估的多为非铀矿山。

美国、法国、挪威、瑞典、英国和波兰等国家铀矿和非铀矿井下氡子体平衡因子平均值为0.17 ~ 0.7^[9]。

对于住宅室内外氡子体照射, 本文以中国天然辐射本底水平的数据为例进行分析^[10], 12个省、市室内空气中氡子体平衡因子F均值范围为0.31 ~ 0.54(见表 2), 假如取F =0.4来估算暴露量, 约有60%的估算值与实测结果相比不会偏离20%以上。12个省、市室外空气中氡子体平衡因子F均值范围为0.15~0.66(见表 3), 假如采取推荐的F值0.8来估算暴露量, 结果均是高估的, 除了个别的一个城市F=0.15以外, 高估的范围约为18%~ 44%。

美国、德国、奥地利、瑞典、加拿大、挪威及芬兰等国家住宅室内的平衡因子约为0.38~ 0.62^[9]。

近年来, ICRP出版物和UNSCEAR报告根据各国的测量数据给出了氡子体平衡因子的推荐值, 表 4列出部分推荐的平衡因子F值。根据表 4中给出的F值, 假如取铀矿井下F=0.3来估算暴露量, 则对于表 1所列的铀矿山, 有80%以上的估算值与实测结果相比, 不会偏离20 %以上, 假如取F=0.7来估算非铀矿山的暴露量, 则表 1所列的大部分非铀矿山暴露量被高估。如果取F=0.45来估算室内氡子体暴露量, 则90 %以上的室内暴露量估算值与实测结果相比, 偏离不会超过20 %。如果用F=0.6来估算室外氡子体暴露量, 则80%以上的估算值与实测值相比, 偏离不会超过20 %。实际上, F值实测结果也带有若干不确定性。

3 F值对有效剂量估算值的影响

有效剂量是根据暴露量及暴露量—有效剂量转换因子计算得出的。在给定的剂量转换因子情况下, 应该说, 假定的F值对暴露量的影响与对有效剂量的影响是一样的。然而, 当从剂量学的角度仔细进行分析时, 平衡因子F对有效剂量的影响与上述的情况有所不同。

氡子体的平衡因子随气溶胶浓度和结合率的升高增大, 不论在有壁沉积还是无壁沉积的情况下, 平衡因子均随通风率的加大而减小。但是, 氡子体未附着份额fp值随气溶胶浓度的升高而减小, 随通风率的加大而增大。有关fp和F值的同时测量结果表明^[11-13], fp和F值呈负相关, 表 5所列数据也说明了这一点。未附着在气溶胶上的氡子体几乎全部沉积在支气管树内, 给肺组织造成较高的剂量, 因此, 随着fp值的增加, 剂量也增加。另一方面, 对fp值不变的给定氡气浓度来说, 剂量随着平衡因子F的上升而增加。由于fp值与F值呈负相关, 所以, 在给定条件下, fp和F对剂量的影响相互抵消。

这样一来, 采用推荐的平衡因子F值来估算有效剂量时所带来的影响更小些。UNSCEAR 1993年报告^[2]指出, 鉴于在对住房的调查中优先测量氡气而不是其子体, 采用实测氡气浓度与有效剂量之间的转换系数看来会有一些优点, 并且非常方便, 但要采用最合适的系数。由于在分析剂量—效应关系时, 感兴趣的是受照者实际接受的剂量, 所以关注有效剂量估算值是必然的。

最后, 还应强调指出, 由于测量方法及取样代表性等因素会使平衡因子实测结果带有若干不确定性, 加之本文给出的只是部分资料, 所以这里只是一种探讨。