钒作为一种非常宝贵的战略性资源, 长期以来被广泛应用于钢铁、化工、TiAl金属合金化合物、光学转换涂层、核聚变反应堆、代替合金中的金属元素、汽车、二次电池以及航天航空领域^[1]。

然而由于地质过程的原因, 天然放射性核素铀和钍富集于钒矿中, 产生较高水平的伴生放射性^[2]。因此, 在对其进行开采、选矿、加工、冶炼、生产及利用将导致工作人员、相关公众人员因外照射和主要因吸入氡及其子体而受到照射, 形成放射性职业病危害风险。

本文主要通过对贵州省某露天开采钒矿矿石、尾矿石、废渣放射性核素含量, 矿区内陆地γ辐射、空气氡浓度以及钒矿生活饮用水、生产性废水总α、总β水平调查, 就钒矿从业人员及相关公众受到的放射性职业病危害风险进行评价。

1 测量仪器与方法 1.1 放射性核素分析

按照《用半导体γ谱仪分析低比活度γ放射性样品的标准方法》, 贵州省疾病预防控制中心γ能谱分析实验室对钒矿矿石、尾矿石及废渣中进行天然放射性含量分析, 分析仪器为北京核仪器厂生产的BH1224型NaI低本底γ谱仪。

1.2 陆地γ辐射水平监测

依据GB/T14583-93《环境地表γ辐射剂量率测定规范》进行陆地γ辐射剂量监测; 监测仪器为北京核仪器厂生产BH3103B型X-γ剂量率仪。

1.3 空气氡浓度监测

依据GB/T14582-93《环境空气中氡的标准测量方法》进行空气氡浓度监测; 监测仪器为美国DURRIDGE公司生产Rad7型测氡仪。

1.4 生活饮用水、生产性废水总α、总β浓度分析

依据GBT5750.13-2006《生活饮用水标准检验方法放射性指标》, 贵州省疾病预防控制中心低本底总α、总β分析实验室对钒矿生活饮用水及生产性废水进行总α、总β水平的分析; 分析仪器为北京核仪器厂生产的BH1216型低本底α、β测量仪。

2 质量控制

(1) 现场监测及实验分析仪器均经过计量监督部门的合格检定, 并在检定有效期间内。

(2)γ能谱分析实验室以及低本底总α、总β分析实验室均参加中国疾病预防控制中心辐射安全所组织的全国比对, 符合比对要求。

(3) 现场监测、采样及实验方法均依据相关标准、规范严格参照执行; 固体样采用30%的密检样进行控制, 水样采用平衡双样进行控制。

(4) 该调查组工作人员多年从事放射性监测工作, 具有完成本调查工作的能力。

3 评价模式 3.1 额外年有效剂量评价

在对钒矿的开发利用过程中, 钒矿从业人员及相关公众人员受到的额外年有效剂量贡献主要来自于γ辐射外照射、氡(222Rn)及其子体内照射^[2]。在对其进行额外年有效剂量估算时, 将用贵州省天然平均γ辐射及氡浓度值作为本底扣除。具体估算方法如下:

3.1.1 γ辐射所致额外年有效剂量

H_e^[3]

(1)

式中:H_e为年有效剂量当量, Sv·a^-1; D_r为γ辐射空气吸收剂量率扣除本底值, Gy/h; K为有效剂量当量率与空气吸收剂量率比值, 采用0.7Sv·Gy^-1; t为年暴露时间, h·a^-1, 居民室内居留因子为0.8。

3.1.2 氡及其子体所致额外年有效剂量

H_Rn^[4]

(2)

式中:H_Rn为年有效剂量当量, mSv·a^-1; C_Rn—空气氡浓度扣除本底值, Bq/m³; t为年暴露时间, h·a^-1, 居民室内居留因子为0.8;D_gas为氡的剂量转换因子, nSv/(Bq·h·m^-3), UNSCEAR2000年报告值为0.17;D_progeny为氡衰变产物的剂量转换因子, nSv/(Bq·h·m^-3), UNSCEAR2000年报告值为9;F为平衡因子, 室内F取0.4, 室外F取0.6^[2]。

3.1.3 平均个人额外年有效剂量

(3)

3.2 天然放射性核素水平评价

参考中国土壤中天然放射性核素含量, 对钒矿矿石、尾矿石以及废渣含天然放射性核素水平进行评价。

3.3 总α、总β浓度评价

通过钒矿生活饮用水、生产性废水的总α、总β浓度与贵州省饮用水平均总α、总β浓度相比较, 了解钒矿生活饮用水及生产性废水的放射性水平。

3.4 国家相关评价标准限值及控制目标

在对钒矿从业人员、相关公众人员进行额外年有效剂量评价以及对钒矿生活饮用水、生产性废水进行总α、总β浓度评价时, 依据的相关国家标准限值及控制目标如下表 1所示:

4 调查结果与评价 4.1 调查对象

所调查钒矿位于贵州省黔东南州某县, 类型为石煤型, V₂O₅品位约为0.8%, 目前开采类别为露天开采, 年生产V₂O₅能力为1 000t, 钒矿石年操作量为17万t, 尾矿石及废渣年排放量分别为8.8 ×10³ t、1.70 ×10⁵ t, 预计生产年限为10年。

4.2 调查结果

钒矿各相关区域内陆地γ辐射空气吸收剂量率及空气氡浓度调查结果见表 2; 钒矿矿石、尾矿石及废渣天然放射性核素含量调查结果见表 3; 钒矿生活饮用水及生产性废水总α、总β浓度调查见表 4。

4.3 额外年有效剂量估算

对于钒矿工作人员, 其年工作时间取值2 400h较为符合中国国情; 相关公众人员室内居留时间取值7 000h, 室内居留时间取值1 760h。通过公式(1)、(2)、(3)计算出不同人员受照额外年有效剂量, 其结果见表 5。

4.4 评价

(1) 结合表 1、表 5可以得出, 露天开采钒矿从业人员受照额外年有效剂量均在国家标准限值以内; 钒矿办公人员受照额外年有效剂量低于公众人员年有效剂量控制目标值; 钒矿生活区人员受照额外年有效剂量低于国家标准公众人员年有效剂量限值, 但是略高于控制目标, 应采取一定的放射防护措施。

(2) 从表 3可知, 钒矿石、尾矿石、废渣中含天然放射性核素²³⁸U、²²⁶Ra浓度分别约为中国土壤本底水平的45倍、27倍, 15倍、13倍, 25倍、27倍。因此, 对尾矿场的综合整治以及对废渣的有效控制将变得尤其必要。

(3) 结合表 1、表 4可以看出, 钒矿生活饮用水总α、总β浓度均大于贵州省饮用水平均值数倍, 但是均在国家标准限值以内; 生产性废水总α、总β浓度均小于国家标准最高允许排放浓度限值。依据国家标准GB9133-1995《放射性废物的分类》, 钒矿生产性废水总α、总β浓度小于4 ×10⁶Bq/L^[11], 属于低放废水。

5 结论

通过本次调查, 对钒矿露天开采中存在的放射性职业病危害风险有了一定程度的了解。虽然相关从业人员及公众人员受照额外年有效剂量较低, 但是这并不能代表钒矿井下开采中存在的放射性职业病危害水平。

重要的是, 通过对钒矿矿石、尾矿石、废渣所含天然放射性核素水平的了解, 为更进一步开展钒矿开采中存在的放射性职业病危害因素调查提供了客观依据。