Diskussionsbeitr~ige Uranleiter

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Schnelle, direkte Uraneinleitern

Immissionskontrolle von

Hans K16s, Claus Schoch

I,andesumweltamt NRW, Postfach 102363, D-45023 Essen

Korrespondenzautor: Dipl.-Phys. KI6s

Zusammenfassung

Im Gammaspektrum yon getrockneten 15mweltproben sind die In- formationen tiber die Radioaktivit/itskonzentrationen yon Z3SU, 23Su, ZZ6Ra und -u~ bereits vorhanden. Eine Auswertung wurde u.a. wegen der Selbstabsorption der Strahlung in der Probe und den unzul~inglichen Kalibrierstandards bisher nicht empfohlen. Durch k(mtinuierliche Verbesserungsprozesse auf verschiedenen Gebieten der Gammaspektrometrie erscheint eine schnelle und direkte Aus- wertung sinnvoll, die auf personal- und kostenintensive chemisch- physikalische Trennungsg~inge und Pr/iparatiouen weitgehend vet. zichten kann.

Einige Schritte zur Verbesserung werden gezeigt:

- Optimierung des 1)etektors und der Meggeometrie - Messung der Selbstabsorption mittels Transmission

- Optimierung des Kalibrierstandards mittels Transmission - Vereinfachung der Korrekturen - Auswahl der geeigneten Abschirmung st6render Strahlen.

Es wird gezeigt, dag bei Immissionskontrol[en fast kostenneutral Uran und Folgeproduk~e bis z.u einer Erkennungsgrenze yon < 5 Bq/kg tiber Nacht direkt und automatisch gemessen werden k6nnen. Erreichbar werden durch mehmigige Messungen 1 Bq/kg mit einem Fehler yon 0,3 Bq/kg.

Durch diese kontinuierlichen Proz.esse der Verbesserung er6ffnet sich ferner ein neues Feld yon Anwendungen wie Altersbestimmun- gen wm Sedi,nenten und natiirliche Radioaktivit/it als Tracer.

Schlagw6rter: Kosten-Nutzen-Sch/itzu ng; Qualitiitskontrolle; UraneinMter; 2:~SU, -'3Su, 2Z6Ra, 21~ Gamma- spektromelrie, verbesserte Auswertung; Immissi- ons-Kontrolle; Radioaktivit~it, nattirliche; Sedi- ineute, Altersbestimmung

1 Einleitung

Unter Uraneinleitern sollen hier all jene industriellen Anla- gen verstanden werden, aus denen kontrolliert oder unbe- absichtigt Uran oder dessen Folgeprodukte in die Umwelt gelangen k6nnen. Das sind z.B. Anlagen des Bergbaus, der Erzaufbereitung, de," Brennelementherstellung und der Urananreicherung.

Fi~lr sie fehlt ein Musterkontrollprogramm wie fiir Kern- kraftwerke. Empfohlen wird der Einsatz der nuklidspezifi- schen Alphaspektrometrie, w~ihrend die Bestimmung von Einzelnukliden durch die Gammaspektrometrie entfallen sollen [1 ]. Unter Praktike,'n wird die Alphaspektrometrie jedoch weiterhin als problematisch, arbeits- und zeitauf- wendig angesehen [2]. Einerseits ist die Gammaspektrometrie der Uranisotope (mit den Folgeprodukten) nicht problemlos [3], doch smd andererseits bereits unter bestimmten megtechnischen Vor- kehrungen schnelle und gute betriebsinterne Kontrollergeb- nisse erzielt worden [4, 5, 6]. DI-:Bt:.I',rIN und I IEI.MI:.R [7] ha- ben ebenfalls i;lber Erfolge der Gammaspektrometrie bei der Uranbestimmung berichtet, aber auch auf Fehler hinge- wiesen.

2 Aufgabenstellung

In dieser Arbeit wird die gammaspektrometrische Methode auf die beh6rdlichen KontroUen der Uraneinleiter ausge-

U W S F - Z . Umweltchem. Okotox. 8 (1) 7-15 (1996) �9 ecomed verlagsgeseilschaft AG & Co.KG l,andsberg

Uranleiter Diskussionsbeitr/ige

dehnt. Es werden daher Methoden vorgestellt, die sehr ge- rmge Spuren natiirlicher Radionuklide in grof~w)lumigen Proben exakt zu bestimmen erlauben. Z.B. wird die Ab- sorption der Proben mittels Doppelringbeh/iltern gemessen, um Fehle," der Selbstabsorption und Abweichung von der Probenuniformit~it zu minimie,'en sowie die Erkennungs- grenze zu optimieren.

Die Einsatzm6glichkeiten, die Erkennungsgrenzen und die Meflfehler verschiedener Meganordnungen werden vergli- chen. Der Zeitbedarf wird abgesch/itzt und die Einsatz- und Anwendungsbreite vorgestellt.

Die Gammaspektrometrie de," Uranisotope mit den Folge- produkten kann jedoch die nuklidspezifische Alphaspek- trometrie nicht vollst~indig ersetzen, da z.B. die Plutonium- wirtschaft kontrolliert werden mut~. Die Gammaspektro- skopie kann sie allerdings 6konomisch erg~inzen und ver- bessern helfen.

Uraneinleiter k6nnen aufgrund ihrer Produkte und Rtick- st~inde (Tails) nati~rliche radioaktive Stoffe - insbesondere Uran (23SU, 23slj, 234U), Radium (226Ra) und Blei-210 ('-l~ sowie deren Folgeprodukte - an die Umgebung ab- geben, in der sie nat/i,licherweise und anthropogen anzu- treffen sind.

Damit stellen sich der Immissionskontrolle mittels der Gammaspektrometrie zahlreiche praktische Aufgaben, die bei der Kernkraftwerkskontrolle so nicht auftreten:

- Auswahl de, Mefganordmmg - exakte Erfassung des Nulleffektspektrums - genaue, reproduzierbare Ermittlung des Peakuntergrun-

des - reproduzierbare Bestimmung der Selbstabsorption - Beschaffung geeigneter Kalibrierpr~iparate - Messung von geringen Z/ihlraten bei niedriger Energie

(Erfassungsgrenze, Standardabweichung).

3 M c f l a n o r d n u n g

Unter eine, Mef~anordnung sind folgende Komponenten zu verstehen:

- Detektor - Abschirmung - Elektronik, Rechne, und Software - Probengeometrie

3.1 D e t e k t o r e n

Zur Untersuchung standen Detektoren dreier Firmen ,,E", ,,I" und ,,P" zur lnmfissionsiiberwachung zur Verf0gung. Das sind Gammadetektoren mit hochreinem Germanium- kristall yore N-'Fyp und inaktivem Germanium von 0,3-0,5 /,m, mit quasikoaxialer Form und einem An- sprechverm6gen yon 23 % (Detektor ,,E"), ,35 % (1)etek- tot ,,I") und 44 % (Detektor ,,P") eines NaJ-Detektors ge- genfibe," 6~ Die Kristallgr6fgen betragen 53,8 mm Durchmesser und 54 mm I~/inge (,,E"), 59 mm und 58 mm (,,I"), 61 mm und 62 mm (,,I>'). Alle Detektoren haben auf

der Stirnseite dfinne Beryllium- oder Aluminiumfenster (ca. 0,5 mm). Der Detekto,- ,,P" besteht aus einer ,,low level" (strahlungsarmen) Ausftihrung, die Kryostate sind ,,vertical dipstick"-Ausfhh,'ungen ohne zusatzliche Strahlenabschir- mungen.

3 . 2 A b s c h i r m u n g

Die Bleiburgen zur Reduzierung der Augenstrahhmg beste- hen aus 10 cm dicken strahlungsarmen Bleiringen mit Aus- kleidungen aus Cadmium- und Kupferblechen (ca. 2 mm St~irke) (Detektoren ,,P" und ,,E") und Kupferblech (ca. 2 mm St/irke) (Detektor ,,I").

3 . 3 E l e k t r o n i k , R e c h n e r u n d S o f t w a r e

Die Elektronik entspricht dem Stand der Technik und be- steht aus den Komponenten:

- Hochspannungsversorgung - Vorverst/irker - lmpulsh6henverst/irker - Impulsh6henanalysator mit Analog-Digital-Wandler und

Speicher

Die Mef.~pl'atze sind mit Rechnern zur Spektrenve,'arbei- tung und -speicherung ausgestattet. Zur Spektrenverarbei- tung werden a i r Mef~pl~itze mit einheitlicher Software (Firma I) betrieben.

3 . 4 P r o b e n g e o m e t r i e

Je nach zu," Verft'lgung stehende," Probenmenge wird die Mef~probe in: - 100 ml PE-Weithalsfl~ischchen (10-50 ml Probenvolu-

m e n )

- Marinellibeche," (100-1000 ml Probenvolumen)

gegeben. Eine Probenanordnung, bei der auch die Selbstab- sorption de," Probe bestimmt werden kann, whd in Ab- schnitt 5 beschrieben.

4 N u l l e f f e k t

Bei der Messung yon Proben ge,'inger Aktivit~it spielt der Nulleffekt (= I.inien im Spektrum, gemessen ohne Probe) sowie der Unte,'grund (= Compton-Kontinuum, gemessen aus der Probe) ftir die erreichbaren Erkennungsgrenzen und deren zugeh6rigen Standardfehler eine g,'of.~e Rolle. Dies gilt besonders dann, wenn natiirliche Radionuklide gemessen we,'den mtissen.

Die Nulleffekt-l.inien sin& Radon-Folgeprodukte, die yon der I.uft innerhalb der l)etektorabschirmung herrtihren, so- wie Radionuklide, die in Bauteilen des Detektors und sei- ner Abschi,'mung enthalten sind. I Iierzu geh6ren z.B. Ra- . . . , . . - 23,R~ ~ 235. �9 ~ 232 monuKnde w~e U, U uno Th mit ihren kurzlebigen Folgeprodukten sowie 22aRa mit Folgeprodukten und 21~ Aus eigenen Messungen konnte nachgewiesen wer- den, dag fiir den Detektor ,,E" die 21~ zum iiberwiegenden Tell aus dem l)etektormaterial stammt. Die Kontrolle des Nulleffekts geschieht ffir jeden Detektor einmal pro Monat fiber das Wochenende.

g U W S F - Z. U m w e l t c h e m . O k o t o x . 8 (1) 1996

D i s k u s s i o n s b e i t r S . g e U r a n l e i t e r

5 Peakun te rg rund

Leider gibt es noch keine Standardisierte Software, die die Information im Untergrund nutzt. Die Spektrenauswertung ist in den Mel~anleitungen des Bundesinnenministers (BMU-Metganleitung [8] Kap. IV.1.3) beschrieben. Um ei- nen korrekten Untergrundabzug zu gew/ihrleisten, ist die Markierung und das Untergrundspektrum nachtr/iglich zu kontrollieren und ggf. nach ,,Augenmatg" zu korrigieren.

6 Se lbs tabsorp t ionskorrek tur

Ftir die Messung niederenergetischer Gammastrahler (vgl. Auflistung in Abschnitt 7.1) mug die Selbstabsorption der Probenmatrix beriicksichtigt werden, wie dies in den BMU- Met~anleitungen ([8] Kap. IV.1.6) dargelegt wird.

In dieser Arbeit wird die Selbstabsorptionskorrektur aus Transmissionsmessungen abgesch/itzt. Auch das kann leicht automatisiert werden!

Prinzip

Fiir die Transmission yon Gammastrahlung durch eine Ma- trix gilt folgende Gleichung:

R = R(0) �9 exp (-l~d) (1)

wobei R(0) die Impulsrate vor Transmission und R die ab- geschw/ichte Impulsrate (infolge der Absorption) nach Transmission der Matrix bedeutet. /~ ist der u.a. vonde r stofflichen Zusammensetzung abh~ingige Absorptionskoef- fizient und d die Schichtdicke. Die Gr6t~e exp(-/Jd) ergab sich aus Transmissionsmessungen, in dem mittels einer ex- ternen Strahlenquelle der Marinellibecher mit Probe (ergibt R) und ohne Probe (ergibt R(0)) durchstrahlt wurde. Die geometrische Anordnung fflr 500 mi im 1 L-Marinellibe- chef zeigt Abb. 1.

Danach konnte der Korrektionsfaktor fiir die Selbstab- sorption

fs =/~d/l-exp(-/~d) (2)

berechnet werden. Wird mit einer Probe der Matrix A (hier ein Uranerz, -9 Abschnitt 7) kalibriert und besteht die Mef~probe aus Matrix B, dann ist der Korrektionsfaktor fiir die Probe:

f = fs(B)/fs(A) (3)

Im Experiment wurde gezeigt, daf~ die geometrischen Vor- aussetzungen ([8] Kap. IV 1.6) fiir die Formeln der Selbstabsorption ftir oben erw/ihnte Anordnung und Kor- rekturfaktoren zwischen 1 und 2 zutreffen (-9 Abb. 2 und 3).

Abb. 4 zeigt exemplarisch flit Detektor ,,E" und fiir die 46 keV-Linie des 21~ den Korrekturfaktor f in Abh/ingigkeit des Durchstrahlverh/iltnisses d, und zwar ftir das Uranerz sowie fiir Tannennadeln als Kalibrationsmatrix.

Die Tannennadeln sind etwa um den Faktor 2 transparen- ter als das Erz. Trotzdem gilt ftir beide Matrices, da~ der Korrekturfaktor ftir ein Durchstrahlverh~iltnis d in der Um- gebung yon 1 (etwa zwischen 0,8 bis 1,2) fast gleich ist. In Abb. 5 ist dies zu erkennen.

f (B) / f (A) 2,5

- - R e g r e s s i o n s g e r a d e

95%-Ver trauensb.

2 [] Megwerte []

1,5

1 [

0 , ~ , p [ [ r b _ _ [ i i

1,1 1,2 1,3 1,4 1,5 1,6 1,7 1,8 1,9 2 f (exp)

Regression von f(B)/f(A) aus f(exp) fiir Detektor ,,E" und 46 keV

Abb. 2:

I

i

I

Probe im M a r i n e l l i b e c h e r

!ii!!~iii!!i!i!!!i!!!ii!!iiiiii!iiiii!i!i!iiiiiiiii~ii~ii~!i!!~i!!ii!i!!!!!!!i!i~i~i~ii ii~ ~ ~i~iG~ii~iiii~iiiiiiiiii~iiiiiiiiiii~iiiiiiiiii~ii~i~iiii~ii~i~Gii~ii~ii~iii~ii~ I iii!iii~ii!ii~i~ii~i~iii~i~iiii~!iiiiiiii~i~iiiiii~iiiiiiiiiiiiiiiiiiiiiiiiii!ii!i!!~iiiiiii

••iiii•i!•iii!••i•ii!••ii•ii!iiii•ii•••i•iii!i••i!i••!•ii•i•••••••••••••••••i••••••••i•ii!••i!•ii

iiiii!iii!ii!iiiiiiiDi i{ RiI i iii!!{iiiiiiiiiill ~!~!~!~!~!!~!~!ii~iii~!iiii~i~!i!ii~!i!i~i~!i~!~i!i!~i~i!i!i!~ii~!~!~i~i~i!i~i~i~!

~ M a n t e l mi t e x t e r n e r S t r a h l e n - que l l e

D e t e M o r e n d k a p p e

2 3 4 - . Abb. 1: Anordnung zur Messung der 21~ und Th-Transmlsslon

f(B)If(A) 1,8

1,7 - - R e g r e s s i o n s g e r a d e

9s%-Ver trauensber. 1,B D MeI3werte

1,11'21'31'41'511 - - theor. Veriau f

0,9

0,e ~ ~ ~ ~ 1,1 1,2 1,3 1,4 1,5 1,6

f(exp)

Abb. 3: Regression von f(B)/f(A) aus f(exp) fiir Detektor ,,E" u~d 59 keV

UWSF - Z. Umweltchem. Okotox. 8 (1) (1996 9

Uranleiter Diskussionsbeitr/ige

Experiment

Mit einem Gew~issersediment, welches ~ihnliche Absorptionseigen- schaften wie das Kalibriererz besitzt, wurde folgendes Experiment ausgefiihrt:

Ca. 400 g des Sediments (500 ml im Marinellibecher) wurden mit bekannter 21~ und 241Am-Aktivit~it versetzt und die jeweils er- haltenen Impulsraten (46,5 und 59 keV) gemessen. Danach wurden die Proben mit einem absorbierenden Material (BaC12 �9 2H20 ) suk- zessive aufgestockt und die oben beschriebenen Messungen durch- gefiihrt. Die Absorberzus~itze betrugen dabei jeweils 10, 20, 40- und 60 g. Anschliet~end wurden die Korrektionsfaktoren fiir die aufge- stockten Proben bestimmt:

A = R �9 ~0" fr (4)

A = Aktivit~it der Probe (= Konstant) R n = Nettoimpulsrate der Probe n ~0 = Kalibrierfaktor = A/R (unaufgestockt) f~p,n = experimentell bestimmter Korrektionsfaktor fiir die

Probe n

Diese experimentell erhaltenen Korrektionsfaktoren sollten nun mit denen, die unter Anwendung yon Formel (1) bis (3) bestimmbar sind, verglichen werden. Diese Bestimmung geschah durch Trans- missionsmessungen.

B e s t i m m u n g yon f(A):

Das nicht aufgestockte, dotierte Sediment und ein leerer Marinelli- becher wurden yon der 21~ durchstrahlt und die Im- pulsraten R(0) und R(A) gemessen. R(0) ist die lmpulsrate nach Durchstrahlen des leeren Bechers, R(A) die nach Durchstrahlen des dotierten, nicht au~gestockten Sedimentes, abziiglich das Anteils durch die Dotierung. Nach (2) ist dann:

f(A) = In[R(0)/(R(A)] / 1-[R(A)/R(O)]

wobei: R(A)/R(0) = exp (-,ud) die ~iufgere Abschw~ichung ist. Die Be- stimmung yon f(Bn) geschieht analog der Bestimmung yon f(A), in- dem die aufgestockten Proben B durchstrahlt werden:

f (B) = In[R(0)/R(Bn) ] / 1-[R(Bn)/R(0)]

Nun wurden for die verschiedenen Proben n die jeweiligen fn = ~(B )/f(A) gebildet und den Werten ftir fex n gegeniibergestellt. Die Abb. 5 und 6 zeigen beispielhaft die Erge~nisse fiir Detektor ,,E". Es ist ersichtlich, dafg innerhalb der Fehlergrenzen die erhaltene Ge- rade mit der Theorie, also fexp = f(B)/f(A), iibereinstimmt. Fiir die iibrigen Detektoren sowie auch fiir eine Scheibengeometrie (Durch- messer: 6 cm, H/she: i cm, Masse: 20 g) wurde dieses best~itigt.

Korrekturfaktor f

1 , 5

0,5

0 - o

r I i - - U r a n e r z i

T a n n e n n a d e l n i . . . . ~ . . . . . . . . . . .

: i : i . . . . . i ............ i .......................... ............... ! .......

i i

_ _ i ~ ) i

0,5 1,5 2 2,5 3 3,5 Durchstrahlverh~iltnis d = Standard /Probe

Abb. 4: Selbstabsorptionskorrektur

Korrektur faktor f 1,2

Uranerz

Tannennadelr)

1,1 als Standard

0,9

0,8 0,6 0 , 7 0 , 8 0 , 9 1 1,1 1 ,2 1 ,3 1 ,4

D u r c h a t r a h l v e r h ~ i l t n i s d = S t a n d a r d / P r o b e

Abb. 5: Selbstabsorptionskorrektur, Ausschnittsvergr6f~erung aus Abb. 4

Nachweiswahr scheinlichkeit 0,1

0 ,08

0 ,06

o,o, ""'iiiiii i i.

0 , 0 2

0 i i i i i i ) ~ i i i P ~ i I ~ i i

lO lOO lOOO

Energie (keV)

Abb. 6: Nachweiswahrscheinlichkeit der Detektoren fiir 500 ml im Marinellibecher (schematischer Verlauf)

Insbesondere gik fiir diesen Bereich in erster N/iherung:

fiir d = l+x ist f = 1+x/2 (5)

Mit dieser ,,Faustformel" 1/if~t sich schon allein aus Trans- missionsmessungen der Korrekturfaktor fiir die Selbstab- sorption absch/itzen. Von daher erscheint es sinnvoll, sich einige Kalibrationsstandards ftir verschieden dichte Matri- ces zu erstellen (z.B. durch Aufstocken mit dem Kalibrati- onserz). Durch Transmissionsmessungen der Mef~probe l~if~t sich dann schnell der geeignete Standard finden und ein weiter Bereich der Immissionsmedien abdecken.

7 Kalibrierung

7.1 Direktkalibration

Die Energie- und Nachweiswahrscheintichkeitskalibrie- rung geschah in Anlehnung an [8] Kap. IV.1.4. Die in Ta- belle 1 aufgelisteten Nuklide [9] wurden nuklidspezifisch kalibriert. Auf die Verwendung einer automatisch vom Pro- gramm erzeugten Anpassungskurve, die fiir niedrige Gam-

1 0 UWSF - Z. Umweltchem. Okotox. 8 (1) 1996

D iskussionsbeitr~ige Uranleiter

Tabelle 1: Kalibrierte Nuklide

Nuklid Halbwertzeit Gammaenergie Ubergangswahr- in Tagen in keV scheinlichkeit

w in Prozent 2mpb 234.Th P3,~.Th ~.3s U ~3s U

2~6Ra (214Bi)

8,145"103 24,1 24,1 2,570" 1011 2,570"1011 5,844"105 1,382" 10 .2

46,54 63 28 92,37

143,76 185,72 186,10 609,31

4,24 4,1 2,4

10,96 57,2

3,51 44,6

maenergle - wie z.B. 46,5 keV ftir 21~ und 63,3 keV fih- 234Th - sowieso nicht empfohlen wird ([8] Kap. IV.1.4) wurde verzichtet. Summationskorrekturen fallen dann weg.

Aus der bekannten Aktivit~it A und der erhaltenen hnpuls- rate R ergibt sich dann der Kalibrierfaktor s zu:

= A/R (6)

7.2 Standards

FOr die Zl~ diente ein vonder Bundesanstalt for Gew~isserkunde (BfG) im Rahmen yon Vergleichsanaly- sen bereitgestelltes, dotiertes Rheinsediment, Probe $3 [11.

214Bi, ZZ6Ra, 23SU und 23SU wurden mit einem geologisch zertifizierten Referenzmaterial (genannt: Uranerz) der IAEA (Probe IAEA-RGU1 ) [ 11] kalibriert. Der Z3SU-Gehalt dieses Pr~iparates ist sehr genau bestimmt worden. Die Folgenuklide befinden sich im radioaktiven Gleichge- wicht, was durch die Uberpri~fung des Zl~ best~itigt wurde. Verdtinnt wurde das Erzpuder mit Puder aus gewaschenem Quarzsand.

7.3 Nachweiswahrscheinlichkeit

Der Zusammenhang zwischen Nachweiswahrscheinlich- keit c, Gamma-Ubergangswahrscheinlichkeit w und Kali- brierfaktor �9 wird durch die Gleichung:

c = 1 /W. zb (7)

beschrieben.

Abb. 6 zeigt den schematischen Verlauf der Nachweis- wahrscbeinlichkeit ftir die drei Detektoren; for die Mari- ne[libecher-Geometrie (500 ml im [L-Becher) im Energie- bereich zwischen 40 und 600 keV. Die Kurven basieren auf Direktkalibrationen mit Sedimentpr~iparaten und sind auf 100 %-Gammatibergangswahrscheinlichkeit normiert.

Das Maximum liegt ftir alle Detektoren bei ca. 150 keV. Zu h6herer Energie hin verh/ilt sich die Nachweiswahrschein- lichkeit so, wie es die Herstellerdaten vermuten lassen (pro- zentuale Nachweiswahrscheinlichkeit fur 1,33 MeV-Photo- nen bei einer Entfernung zwischen punktformiger Strahlen- quel]e und Kristall yon 25 cm relativ zur entsprechenden NacbweJswahrscheinlichkeit fbr einen 3" . 3" NaJ-Kri- stall). ]m (;egensatz zu Detektor ,,P" und ,,l", die zwiscben 150 und 60 kcV etwa gleich stark abfallen, weist Detektor

,,E" eine weniger starke Neigung auf. Dies ist darauf zu,'tickzufuhren, dag die Detektorhalterungen oder die De- tektorendkappen yon ,,E" die niede,'energetische Strahtung weniger absorbieren als die der beiden anderen. Unterhalb von etwa 60 keV weiss ,,P" die st~irkste Neigung und ,,E" weiterhin die schw~icbste auf.

Der Verlauf der Nachweiswahrscheinlichkeit wirkt sich di- rekt auf die Erkennungsgrenzen aus. ,,P" ware danach der beste Detektol, was jedoch wegen seiner vergleichsweise schlechten Peak-Halbwertsbreiten nicht zutrifff. Als opti- maler Detektor fur den niederen Energiebereich erwies sich somit ,,E", der Detektot, der 30 % weniger kostete als die anderen (--4 Abschnitt 9).

8 B e s o n d e r h e i t e n bei der R a d i u m - und Uran- bes t immung in Immiss ionsproben

8.1 22SRa

Die Bestimmung des 226Ra kann einerseits tiber die 186 keV-Linie erfolgen, wobei de," 2~SlJ-Anteil in der I.inie zu beri~cksichtigen ist; andererseits ist die Bestimmung auch fiber eine FoIgeprodukt-IJnie wie 2t4Pb oder 2t4Bi m6glich, wie dies z.B. KA.XlSCH [3] vorschl~igt.

Bei der Bestimmung tiber ein Folgeprodukt mug darauf ge- mlt Ra ~m radmaknven achtet werden, daf~ dieses �9 226 , - �9

Gleichgewicht steht. Dies bedeutet fiir die Praxis, daft: - ein Entweichen von -'2'-Rn ausgeschlossen wird - eine hinreichend lange Zeit (3-4 Wochen) bis zur Mes-

sung abgewartet wird.

Uberprtift wurde dies anhand eines Gew~issersediments der IAEA, welches einem umfangreichen Ringtest unterzogen worden ist (Probe ]AEA-314 I12t). Dabei wurde die Probe im Marinel[ibecher mit einem Kunststoff-Stcmpe[ abge- deckt (direkt 6ber der Probe) und mit Kirt gasdicht versie- gelt.

Messungen vor und nach dem Verschliel~en, etwa 3 Wo- chen sp/iter, ergaben einen e14Bi-Konzentrationsanstieg von etwa 30 Prozent. Die 214Bi-Radioaktivit~itskonzentration entsprach dann der des 226Ra.

Die Mef~werte lagen dann im Streubereich der Ringtest-Er- gebnisse.

8.2 Z~4U

2341I (!lalbwertzeit = 8,974 - 107 Tage, Gammaenergie = 53,2 kcV) kann wegen de," sehr niedrigen Ubergangswahr- scheinlichkeit seiner t Iauptlinie von 0,12 Prozent ledi@ch

�9 �9 ~ 1 4 ) bm hohen Konzentrat,onen gemessen werden. Durch I b (Gammaenergie = 53,2 keV, Ubergangswahrscheinlichkeit = 1,11 Prozent) wird diese Linie durch ()berlagerung ge- st6rt.

8.3 -'SSU

Z~SU kann einerseits iiber seine Gammaenergie bei 144 keV, anderersei~s auch iiber die 186 keV-Linie bestimmt werden. Beidc Linien k6nnen jedoch dutch (}berlagerung anderer

UWSF - Z. Umweltchem. Okotox. 8 (1) 1996 1 1

Uranleiter Diskussionsbeitrfige

Nuklide gest6rt sein: Die 144 keV-Linie dutch 228Ac (Gam- maenergie = 146 keV, iJbergangswahrscheinlichkeit = 0,16 Prozent) und die 186 keV-Linie durch 226Ra (s. welter oben). Gegebenenfalls mug dann eine rechnerische Korrek- tur erfolgen.

8.4 238U

23sU (Gammaenergie : 49,55 keV) selbst muf~ wegen der geringen 0bergangswahrscheinlichkeit yon 0,062 Prozent tiber sein Folgeprodukt 2~4Th bestimmt werden. Die Uran- abtre,mung mut.~ dann aber bereits ca. 150 ]'age zurticklie- 3en. Ffir die Auswertung wurde bier die 63 keV-Linie des

. . . . . . " " . 3 2 4Th gewahlt, lher tst ggt. elne Uberlagerung yon Th bei 64 keV zu berticksichtigen und rechnerisch zu korrigie- ren. Der 2~2Th-Gehalt ist dabei aus eine," Folgeprodukt-Li- n i e - radioaktives Gleichgewicht vorausgesetzt - abzu- sch~itzen.

9 Beurteilung von Mef~anordnungen mit G a m m a d e t e k t o r e n

Die Gi;ite verschiedener Metganordmmgen fiir die lmmissi- onskontrolle wurde mit Hilfe der Erkennungsgrenze und der Fehler der Anordnungen quantitativ beurteilt. Daher wurde die statistische Auswertung der Gammaspektren nach der aktuellen ])IN 25 482, Teil 5, vorgenommen, die ebenfalls iq den Mef{anleitungen [8J zitiert ist. Dort werden die Erkcnnungsgrenze G* und der Zugeh6rige Standardfeh- ler S an der Erkennungsgrenze der Mef~anordnung erstmals mathematisch hergeleitet und verbindlich festgelegt.

Wi,'d das Nulleffektspektrum, wie oben beschrieben, regel- m/igig fiber das Wochenende gemessen, verglichen und er- gtinzt, so kann von einer grofgen Meggenauigkeit der Null- effektaktivit~t ausgegangen we,'den. Deshalb wird die E,'- kennungsgrenze G* in guter Nfihcrung nach folgender For- mel m genannte," Norm berechnet ([8] Kap. IV.5):

G* = (k �9 qb/m) �9 [(2HWB - R 0 + NF)/tl m (8)

k = 3 fib- das hohe Vertrauensniveau yon 99.9 % = der Kalibrierfaktor der Meganordnung in Bq . s

m = die eingesetzte Probenmasse in kg HWB= die Halbwertsbreite in Kaniilen R 0 = kanalbezogene Untergrundz~ihlrare der Probe in 1/s NF = die Nulleffektziihlrate im Peak t = die Mel~zeit in s

Die Standardabweichung an der E@ennungsgrenze betr'agt dann S = G"V3 und S+G* = N stellt die Nachweisgrenze dar.

Bei einer festen Megzeit (z.B. 50.000 s) wird aus Formel Nr. (1) deutlich, dag es zwei Moglichkeiten gibt, nied1"ige Erfassungsgrenzen zu erreichen:

1. Messen einer grof~en Probenmasse mit einem N-Typ- Detektor yon grotger Oberflfiche und bester geometri- scher Anordnung (z.B. Ringbecher)

2. Messen bei geringem Probenmasseneinsatz auf speziel- lem Detekmr, der in seine," Megumgebung ausgesuchte

strahlungsarme Materialien mit aktiver und passiver Au1%nstrahlungsabschirmung besitzt (ca. 10 fache Ko- sten).

Die erste Methode bietet fiir die Praxis den Vorteil, da~ in vielen Oberwachungsinstituten bereits N-Typ-Detektoren vorhanden stud und somit lediglich o.g. organisatorische Voraussetzungen geschaffen werden infissen.

In der Praxis z.B. der 21~ wurde bisher der zweiten Methode der Vorzug gegeben und Probenmengen yon ca. 0,5 bis 5 g eingesetzt [13, 14].

Die Abb. 7 zeigt die Erkennungsgrenzen (Mef~werte) ffir 't~ in Abhtingigkeit von den Probenmassen und Mel~an- o,:dnungen als Punkte:

1. Bohrlochdetektor mit 5 g Sediment ( ) 2. planarer, ausgesuchter strahlungsarmer Detektor mit

5 g ( * ) 3. koaxialer l)etektor rail 50 g stirnseitig vor Be-Fenster 4. koaxialer Detektor mit 500 g im Ringbecher und 5. koaxialer 1)etekto," mil 1000 g im Ringbecher.

4 0 m _

3 0

E r k e n n u n g s g r e n z e i n B q / k g

Meflwerte

" Passivabschirmung

IZ B o h r l o c h d e t e k t o r

+ a k t i v e M a l 3 n a h m e n

2o">.

0 - - i : ~ : 1 ; 1 1 [ - - i T - I t i : l r ~ 1 i 1 - F - - f f T T ~ ~ - - r i : I , ~ , ,

10 1 0 0 1 0 0 0 1 0 0 0 0

Probenmasse i n g

Abb. 7: Absch{itztmg der Erkennungsgrenzen (verschiedene Detekto- ren u. Abschirmungen)

Die obere l.inie stellt die abgescMtzten Erkennungsgrenzen fflr den Einsatz yon passiven Strahlenabschi,'mungen da,, w~ihrend bei der unteren Linie ffir die Absch~itzung zusfitz- lich Faktoren aktive," Maf~nahmen (wie Antikoinzidenzab- schirmungen, Auswahl von Detektoren und srrahlungsar- men Materialien) berticksichtigt wurden, wie sie in der ein- schlfigigen Literatur zu finden sind [13, 14].

Die Abschfitzung zeigt einerseits den Erfolg der erh6hten Probenmasse, abet auch den der aktiven Mal~nahmen zur Minimierung yon Nulleffektpeak und Unte,'grundstrah- lung. Je nach Mef~problem k6nnen beide Strategien zur Optimierung genutzt werden, lm Fall de," Kontrollen von Umweltproben steht meist geniigend Probenmasse zur Ver- ftigung, so dal~ der Einsatz einer Masse von 500 g und mehr bei vo,'handenen N Typ-l)etektoren eine gute Opti- mierung unter Kostengesichtspunkten ist.

12 UWSF - Z. Lmweltchem. Okotox. 8 ( 1 ) 1996

D i s k u s s i o n s b e i t r / i g e U r a n l e i t e r

10 Ergebnisse und Diskussion

Die Tabelle 2 enth~ilt die Ergebnisse der Messungen und Berechnungen der Gr6f~en f/~r die Formel Nr. 1. Erstaunli- cherweise erzielt weder der Detektor ,,P" mit dem gr6t~ten Ansprechverm6gen fiir 6~ die niedrigste Erkennungs- grenze fCtr Uran und Folgeprodukte - das liegt an seiner schlechteren Peakhalbwertsbreite - noch Detektor ,,I" mit dem zweitgr6t~ten Ansprechverm6gen - das liegt vermut- lich am dickeren Strahlungseintrittsfenster und an Verun- reinigungen mit 21~ im Nulleffekt - sondern der kleinste und damit billigste Detektor ,,E". Daraus wird klar, daf~ die Firmen die Detektorspezifikation verbessern mtissen und Qualit~itskontrollen einzufLihren sind. Damit wLirde eine Verbesserung der Erkennungsgrenzen m6glich, die keine zus~tzlichen Kosten verursachen wiJrden (Kosten-Nutzen- Sch~itzung).

Tabelle 3 zeigt die gemessenen Anwendungsbeispiele (500 ml im Marinellibecher) fi~r wichtige Kontrollmedien. Mit

Tabelle 2: Detektorenvergleich bei gleicher Mel~anordnung

Parameter Energie Nuklid Detektor in keY ,,P"

Detektor- 44 % Ansprech- verm6gen

Kalibrierfak- 46 21~ 620 tor @ 59 241Am 49 in Bq/s 4 63 234Th 444

92 2 3 4 T h -

144 235U 111 1332 6~ 87

Nulleffekt- 46 21~ 0,005 Peaknetto- 63 234Th 0,008 fl&che (NF) 92 234Th - in s -1 144 235U 0,001

kanalbezo- 46 21~ 0,0170 gene Unter- 59 241Am 0,0230 grundz&hlrate 63 234Th 0,0230 eines Rhein- 92 234Th Sediments 144 235U 0,0130 in s -1 1332 e~ 0,0007

Halbwerts- 46 21~ 3,6 breite (HWB) 59 241Am 3,6 eines Rhein- 63 234Th 3,6 Sediments 92 234Th - in keV 144 235U 3,6

1332 e~ 5,0

Standardab- 46 21~ 2,00 weichung an 59 241Am 0,18 der Erken- 63 234Th 1,70 nungsgrenze 92 234Th - (S) a in Bq/kg 144 235U 0,33

1332 6~ 0,07

Erkennungs- 46 2~~ 6,00 grenze (3"S) 59 241Am 0,54 n Bq/kg 63 234Th 5,00

92 234Th - 144 235U 0,92

1332 6~ 0,20

Detektor Detektor ,,E" ,,1"

23 % 35 o/~

670 106s 61 7~

564 697 380 41 ( 131 127 130 97

0,006 0,016 0,014 0,012 0,019 0,020 0,002 0,002

0,0150 0,0160 0,0190 0,0210 0,0190 0,0210 0,0130 0,0170 0,0120 0,0150 0,0005 0,0007

2,1 1,9 2,1 1,9 2,1 1,9 2,3 1,9 2,3 1,9 4,3 4,0

1,60 2,60 0,15 0,20 1,60 1,90 0,95 1,10 0,30 0,26 0,08 0,07

4,80 7,80 0,46 0,59 4,60 5,70 2,90 3,20 0,84 0,83 0,23 0,19

a) S = (@/rn) . [(2HWB . Ro+NF)/t] ~

einer Messung werden simultan sowohl die Radionuklide aus Kernreaktoren - wie 58C0 und 6~ im Rheinsediment - als auch die Spaltprodukte des Fallout von Tschernobyl quantitativ bestimmt. Dariiber hinaus wurden aber auch alle wichtigen Glieder der Uran- und Thorium-Reihe quan- tifiziert, wobei die deutlichen Unterschiede zwischen den Proben yon Sediment/Kl~irschlamm auffallen, die erwar- tungsgem/if~ iJberaus charakteristisch fiir die Herkunft des Wasser ist:

- Besonders auff~illig sind die Konzentrationen der luftge- tragenen Radionuklide 7Be, 21~ 134Cs und 137Cs im Re- genriicklaufbecken, w~ihrend die wassergetragenen Kon- zentrationen der iibrigen Radionuklide klein bleiben.

- Dagegen enth/ilt der Preflschlamm der Kl~iranlage der Emschermtindung das Radium des Tiefenwassers aus Ze- chen, zus/itzlich aber auch viel luftgetragenes 7Be.

- Der Rhein als riesiger Wassersammler hat erwartungs- gem~if~ hohe 4~ aus dem Kalibergbau, weist die kernkraftwerks-charakteristi- schen Kobaltnuklide auf, hat luft- und wasserge- tragene Nuklide und zeigt gegeniiber Uran einen Ober- schuf~ an 21~ und einen leichten Oberschuf~ an Ra- dium.

Diese Informationen verursachen kaum zus~itzliche Kosten, weil sie als Mef~signale im Gammaspektrum vorliegen und lediglich ausgewertet werden m~ssen. Verfinderungen der Konzentrationen geben Hinweise auf Einleiter, wie am Bei- spiel der Uranbetriebe, der Zechen und der Emscherkl~ir- anlage gezeigt werden konnte. W~ihrend Sedimente und Kl/irschl~imme herkunftsbe- dingt meist wasser- und luftgetragene Radionuklide ent- halten, eigenen sich Tannennadeln zum Nachweis von luftgetragenen Radionukliden. Beide Medien dtirfen daher in differenzierten Kontrollprogrammen nicht fehlen. Wie zu erwarten, findet man in Tannennadeln haupts/ich- lich die luftgetragenen Radionuklide 7Be, 21~ 134Cs und ~37Cs.

Bei Immissionskontrollen der Radioaktivit~it soil aber nicht nur eine Erh6hung der Einleitungen detektiert, sondern auch eine Pfadbetrachtung bewertet werden. Dazu eignet sich die Kontrolle yon Futter- und Lebensmittel und der Vergleich der Erfassungsgrenzen mit den Ingestionsgrenz- werten der Strahlenschutzverordnung:

Die Jahresaufnahme von Radionukliden mit der Gesamt- nahrung fiir Personen in der Umgebung von Einleitern soll unter 1 % der Grenzwerte der Jahres-Aktivit/itszufuhr fiir beruflich strahlenexponierte Personen bleiben. Die Ober- wachung eines solchen Grenzwertes stellt fiir Uran und ins- besondere fiir 210Pb eine met~technische Sonderanforde- rung dar; es sind nfimlich die Werte 3 und 0,1 Bq/kg Frisch- gewicht zu kontrollieren; das gelingt unter mehrt~igigen Messungen yon insgesamt 10 kg oder mehreren 10 kg ge- trockneter Gesamtnahrung (---~ Tabelle 3).

Die Philipps-Universitfit in Marburg fertigte parallel zu die- ser Arbeit auf Vorgaben der Autoren Vergleichsanalysen zwischen Gamma- und Alpha-Spektrometern an. Die Ver- gleichsproben stammten aus Kl~iranlagen von zwei be-

UWSF- Z. Umweltchem. Okotox. 8 (1) 1996 13

Uranleiter Diskussionsbeitr/ige

Tabelle 3: RadioaktivitStskonzentrati.onen mit doppeher Standardabweichung, Anwendungsbeispiele (500

Nuklid Lebensmittel- asche

(Gesamt- nahrung) von 1993 in Bq/kg

Frischgewicht

7Be

4o K

58Co

6~

1340s

137CS

21opb

214Bi

226Ra

228Ra

228Th

235 u

238 u

66 _+0,2

0,004

0,006 _+ 0,003

0,14 + 0,004

0,4 _+0,1

0,05 + 0,01

0,11 + 0,06

0,08 + 0,02

0,04 + 0,01

< 0,009

0,3 4-0,1

Tierfutter getrocknet

von 1993 in Bq/kg

Frischgewicht

15 _+0,4

< 0,01

< 0,006

0,04 4- 0,01

<0,1

< 0,02

0,06 + 0,05

0,06 + 0,04

< 0,02

<0,1

Tannennadeln Monschau

vom 25.10.93 in Bq/kg

Trockengewicht

67 _+4

<10

< 0,3

4,3 _+0,3

93 _+1

228 4-6

< 0,7

2,0 + 1,7

2,5 + 1,2

<0,7

< 4

PreBschlamm Kl~ranlage Emscher- M0ndung

vom 4.10.93 in Bq/kg

Trockengewicht

443 _+10

223 _+8

< 0,4

< 0,5

20,2 + 0,7

156 _+10

390 _+3

404 _+13

247 _+4

41 _+2

< 2

ml im Marinellibecher)

Sediment RegenrLick- laufbecken

Flugplatz Elmpt vom 23.7,93

in Bq/kg Trockengewicht

89 _+12

156 •

<0,3

30 _+1

600 _+9

614 _+ 52

15 _+3

14 + 7

16 _+3

17 + 2

< 2

Sediment Rhein

km 706r

vom 10.11.93 in Bq/kg

Trockengewicht

45 + 5

709 +16

0,8 4- 0,4

3,1 _+0,5

2,2 4- 0,3

40 4-1

93 _+5

46 +1

45 4-6

5O _+2

45 -+2

0,7 + 0,6

34 4-5

27 < 12 +8

Gewicht 10 kg 3,3 kg 0,11 kg 0,31 kg 0,31 kg 0,36 kg

Mer3zeit 400000 sec. 400000 sec. 250000 sec. 50000 sec. 25000 sec. 50000 sec.

Tabelle 4: Alpha- und gammaspektrometrische Untersuchungen von Proben aus uranverarbeitenden Betrieben

Kl~rschlamm- U-238 U-235 Probe Gammasp. Alphasp. Gammasp. Alphasp. von (Bq/kg Tr.) (Bq/kg Tr.)

Betrieb 1 1983-1987 690 720 40 37 Aug. 88 - Mrz. 89 380 390 20 20 8.3.-20.3.89 160 280 8 7

20.3.-21.3.89 250 310 10 11

Standard-Fehier 3.g. Proben: 30 40 1 1

Betrieb 2 31.3.-21.3,89 42 94 2 2 37.4.89 22 22 3 2 )7.4.89 34 79 3 3

Standardfehler 3.g. Proben: 10 10 0,5 0,5

U-234 war gammaspektrometrisch nicht nachzuweisen

kannten Uranverarbeitern in NRW. In Tabelle 4 sind die Ergebnisse aufgefiihrt, die ft'lr beide Methoden leidlich iibereinstimmen. W/ihrend der eine Betrieb bereits friiher Uran einleitete, war beim zweiten keine Urankontamina- tion feststellbar.

Es stellt sich heraus, dal~ der Zeit- und Arbeitsaufwand bei der Probenvorbereitung und Messung dem einer Gamma- spektrometrie yon lmmissionsproben entspricht. Bei sorg- ffiltiger Einarbeitung und regelm/~t~igem Software-Training yon Fachpersonal - wobei ()bungen in Ringtests und Di- rektkalibrierungen nicht fehlen diirfen - ist der Auswer- teaufwand unwesentlich h6her. Die alphaspektrometrische Analyse hingegen verursacht etwa die zehnfachen Kosten - ohne erkennbare Kontrollvorteile. Es solhe neben der Gamma- zus~itzlich eine sehr preiswerte Gesamt-Alpha Messung durchgefiihrt werden, um die nicht mel'gbare 234Uran-Konzentration abzusch~itzen. Eine Verbesserung der Auswertesoftware hin zur Spektrenentfaltung mit Qua- lit~itssicherung ist noch notwendig.

14 UWSl:-z. [Jmweltchem. ()kotox. 8 (1) 1996

Diskussionsbeitr~ige Uranleiter

11 Weitere A n w e n d u n g e n

Ein Gammaspektrum beinhaltet die Information fiber alle Gammalinien ab einer Energie von etwa 30 keV. Bei geeig- neter Kalibrierung wurden viele Umweltisotope s imultan quantitativ bestimmt und zur Immissionskontrolle heran- gezogen. Dariiber hinaus liefert die Radioaktivit/it sogar Informationen fiber Herkunft der Sedimente (z.B. Zechen- vorfluter, Regenwasserrfickhaltung, Kalibergbau und Kern- technik) und deren Alter. Altersklassierte Sedimente, die mit neuer chemischer Ana- lysentechnik untersucht wurden , sind nachtr~iglich im Riickblick noch zur Aufstellung einer Belastungschronolo- gie genutzt worden [15, 16].

Danksagung Professor Dr. Reinhard Brandt, Kernchemie, Philipps-Universit~it in Marburg danke ich fiir die vergleichenden Messungen an zwei Uranein- leitern.

12 Literatur

[1] g. METZGER; M. GRIESBACH: Neues Umgebungsmet~programm fiir die Hanauer Nuklearbetriebe. In: 8. Fachgespr~ich zur Uberwa- chung der Umweltradioaktivit~it, Oktober 1990; Der Bundesmini- ster fiir Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (Hrsg.); 85-91; Bonn (1991)

[2] K. VOGL; O. FRINDIK: Probleme bei der Alphaspektrometrie. In: 2. Fachliches Kolloquium zum Integrierten Melt- und Informations- system (IMIS) zur Uberwachung der Radioaktivit~it in der Umwelt, Oktober 1992; Der Bundesminister for Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (Hrsg.); 149-157; Bonn (1993)

[3] G. KANISCH: Probleme bei der Gammaspektrometrie im Laborato- rium. In: 2. Fachliches Kolloquium zum Integrierten MeG und In- formationssystem (IMIS) zur Oberwachung der Radioaktivit/it in der Umwelt, Oktober 1992; Der Bundesminister fiir Umwelt, Na- turschutz und Reaktorsicherheit (Hrsg.); 159-172; Bonn (1993)

[4] K. TIEFENTHALER; K.-D. WI3NSCH: Melg- und Auswerteverfahren der Urannuklide 234/235/238 auf Oberflfichen yon ca. 50 mm

Durchmesser dutch hochaufl6sende Gammaspektroskopie im Be- reich von ca. 50 bis 1000 keV. In: 8. Fachgespr/ich zur Oberwa- chung der Umweltradioaktivit~it, Oktober 1990; Der Bundesmini- ster fiir Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit (Hrsg.}; 363-370; Bonn {1991)

[5] K. GROSCHE; H.-U. SIEBERT: Erfahrungen bei der gammaspektro- metrischen Aktivit~itsbestimmung yon U-235/U-238 in Proben. Bundesamt fiir Strahlenschutz; Jahresbericht 1991; S. 157-160

[6] K. GROSCHE; M. NAUMANN; H. SCHONHERR; R. STENSCHKE: Erfah- rungen bei der gammaspektrometrischen Direktbestimmung von Pb-210 in schwermetallhaltigen Feststoffproben. Bundesamt fiir Strahlenschutz; Jahresbericht 1992; S. 142-145

[7] K. DEBERTIN; R.G. HELMER: Gamma- und X-Ray Spectrometry with Semiconductor Detectors. North-Holland-Verlag (1988): Measurement of uranium; S. 322-324

[8] ,,Meganleitungen zur Uberwachung der Radioaktivit/it in der Umwelt" im Auftrag des Bundesministers fiir Umwelt, Na- turschutz und Reaktorsicherheit und der Leitstellen fiir die Uberwachung der Umweltradioaktivit/it; Gustav Fischer-Verlag; D-7000 Stuttgart (1992)

[9] PTB-Bericht PTB-Ra-16/4 (im Druck) [10] H. MUNDSCHENK: Vergleichsanalyse Radionuklide im Sediment

1989. ISSN 0934-6635/BfG-0525; Koblenz (1990) [11] International Atomic Energy Agency (IAEA/RL/148): Analytical

Quality Control Services 1992; Wien (1992) [12J V. STRACHNOV; V. VALKOWC; R. ZEISLER; R. DEKNER: Intercompa-

rison Study IAEA-314 on the Determination of U, Th and Ra-226 in Stream-Sediment. International Atomic Energy Agency (IAEA); Analytical Quality Control Services; Wien (1991)

[13] M. SCHONBURG: Radiometrische Datierung und quantitative Ele- mentbestimmung in Sediment-Tiefenprofilen mit Hilfe kernphysi- kalischer sowie r6ntgenfluoreszenz- und atomemissionsspektro- metrischer Verfahren. Dissertation am GKSS-Forschungszentrum Geestacht GmbH (1987) GKSS 87/E/54

[14] P. G. APPLEBY; P. J. NOLAN; E OLDFIELD; N. RICHARDSON; S, R. HIGGITT: 21~ Dating of Lake Sediments and Ombrotrophic Peaks by Gamma Essay. The Science of the Total Environment; 69 (1988) S. 157-177

[15J H. KLOS; C. SCHOCH: Altersklassierung von Gew~issersedimenten. UWSF-Z. Umweltchem. Okotox. 5 {5), S. 253-258 (1993)

[16] H. KLOS; C. SCHOCH: Historische Entwicklung einer Sedimentbe- lastung: Gedfichtnis einer Industrieregion. Acta hydrochim, hydro- biol. 21 (1); S. 32-37 (1993)

U n t e r s u c h u n g e n z u r K i e s e l r o t - P r o b l e m a t i k

W. ROTARD et al.: Bestimmung der resorptionsverffigbaren PCDD/PCDF aus Kieselrot U W S F - Z. Umweltchem. Okotox. 7 (1) 3-9 (1995)

In einem Leserbrief zur Kieselrot-Problematik in dieser Zeitschrift (Heft 4/95) bem/ingeln Professor Ewers und Dr. Wittsiepe vom Hygiene-Institut des Ruhrgebiets in Gelsen- kirchen, datg wir in unserer Publikation zur ,,Bestimmung der resorpt ionsverf%baren PCDD/F aus Kieselrot" (Heft 1/95) ihre Untersuchungen ,,Dioxingehalte im Blutfett von Kindern , Sportlern, Pla tzwarten und A n w o h n e r n nach Kontakt mit dioxinhaltigen Tennenfl~ichen" (Das Gesund- heitswesen 56 [1994] 14-20) nicht zitiert haben. Unser Manuskr ipt wurde bereits im August 1993 eingereicht und bald darauf akzeptiert - leider erschien unser Artikel erst

im M~irz 1995, sehr viel sp~iter als erwartet. Daher war es uns nicht mehr m6glich, o.g. Arbeit zu beriicksichtigen. Gleichwohl m6chten wir darauf hinweisen, daf~ die 1993 verffigbaren Untersuchungen des Hygiene-Instituts (Mars- bergstudie) als Hr. 1 (Wittsiepe, Ewers) in unserer Arbeit zitiert wurde.

Dr. W. ROTARD, Umweltbundesamt Institut fi~r Wasser-, Boden- und Lufthygiene

Corrensplatz 1, 14195 Berlin

UWSF - Z. Umweltchem. Okotox. 8 (1) 1996 1 5