Ricostruzione della contaminazione su datate tipologie di esplosioni nucleari e incidenti

(Dal capitolo 6 di RADIOACTIVE FALLOUT AFTER NUCLEAR EXPLOSIONS AND ACCIDENTS, di Izrael, Elsevier, 2002)

Capitolo 6. Ricostruzione della contaminazione su datate tipologie di esplosioni nucleari e incidenti

1. I problemi associati alla ricostruzione delle distribuzioni di contaminazione terrestre

2. Contaminazione terrestre dopo il NPS di Chernobyl e altri incidenti

3. Ricostruzione della contaminazione terrestre da esplosioni nucleari

 

La ricostruzione delle tipologie e delle caratteristiche della contaminazione radioattiva che esisteva in un'epoca precedente o, soprattutto, al momento della sua formazione (cioè i vecchi schemi), utilizzando solo dati recenti o ottenuti in precedenza, è necessaria per una serie di ragioni: 

(i) per fornire una valutazione retrospettiva dei tassi di dose alla popolazione e agli ecosistemi, 

(ii) per dettagliare il carattere e l'entità della contaminazione, 

(iii) per sviluppare le misure necessarie per mitigare o eliminare le sue conseguenze e 

(iv) per identificare l'ubicazione e, in alcuni casi, i parametri della sorgente di contaminazione stessa. 

Il raggiungimento di questi obiettivi non è sempre facile perché i parametri della fonte di contaminazione spesso non sono noti. Le soluzioni sono ulteriormente complicate dal frazionamento dei radionuclidi che avviene durante il rilascio e la distribuzione della radioattività.

 

1. I problemi associati alla ricostruzione della distribuzione della contaminazione terrestre

Alcuni studi di ricostruzione di Izrael et al. (1993b, 1994c, 2000a, b) hanno presentato modi logici per risolvere i vari problemi associati alle distribuzioni spazio-temporali della densità di contaminazionee della dose di radiazioni gamma esterne D derivanti da esplosioni nucleari o incidenti. Per una dose D(x, y, t), la distribuzione può essere espressa come segue (per qualsiasi intervallo di tempo (t_o, t_r) nel punto che ha coordinate di localizzazione (x, y) per il quale si sta effettuando la ricostruzione):

dove P (x, y, t) è la distribuzione spazio-temporale del tasso di dose di radiazioni gamma esterne.
Se la densità di contaminazione del terreno del radionuclide j-esimo σ_j (x, y, t) è nota in qualsiasi momento t, allora la relazione per qualsiasi periodo di tempo di ricostruzione t_r (0 ≤ t_r ≤ t) è:

dove σ_m (t_r) è la densità di contaminazione del radionuclide m-esimo al tempo t_r; 

 λ_j è la costante di decadimento del radionuclide j-esimo ; δ_j (t_r) è la frazione del radionuclide j-esimo nella miscela del prodotto dell'esplosione al tempo t_r .
Il tasso di dose di esposizione può essere calcolato in base all'espressione:

Qui K_m (t_r) e K_Σ (t_r) sono, rispettivamente, coefficienti di scala che mettono in relazione la densità di contaminazione del radionuclide m-esimo e quella di tutti i radionuclidi con l'intensità di dose, che di solito viene calcolata per un'altezza di 1 m sopra la superficie. In senso stretto, il coefficiente δ_j dipende anche dalle coordinate (x, y) a causa di un possibile frazionamento dei radionuclidi. Questo aspetto è oggetto di particolare attenzione nel capitolo 1.
Supponendo che la funzione di sorgente di radioattività sia nota per tutti i nuclidi a t ≥ 0

dove q_m (h, t) è la distribuzione ad altezze h e tempi t, del radionuclide m-esimo e supponendo che i risultati di misura della densità di contaminazione del terreno in punti ( x_i, y_k ) nei tempi t_r siano noti, allora:

Se si utilizzano dati archiviati sulla distribuzione della velocità del vento, cioè V = V (x, y, h, t), si può ottenere la relazione corrispondente:

Quando i dati su σ_jkn non sono disponibili, ci troviamo di fronte al problema del calcolo predittivo della distribuzione del rateo di dose con q(h) e V.

per i quali sono noti numerosi schemi di calcolo.

Il gestore L₁ può essere ottenuto dal requisito di deviazione minima tra la distribuzione prevista P(x, y, t) e i valori osservati. Questo requisito può essere
scritto nel modo seguente:

corrisponde cioè alla somma minima delle deviazioni al quadrato tra i valori calcolati e quelli osservati dell'intensità di dose su tutta l'area di ricaduta.

Di norma, la deviazione principale deriva dalle variazioni di direzione del vento, sulle quali spesso non si hanno informazioni. Se il numero di punti di misurazione , y_k è sufficientemente grande alle distanze x_i e alle singole sezioni trasversali del modello, il seguente requisito è più conveniente nella pratica e non meno efficace:

Cioè, in ogni sezione, la somma dei quadrati degli scostamenti deve essere al minimo. Questo approccio può essere utilizzato in due tipi principali di ricostruzione:

(i) Quando sono disponibili dati osservazionali (su un certo numero di radionuclidi e tassi di dose) nella situazione attuale. La ricostruzione della dose è fondamentalmente possibile per determinati intervalli di tempo.

(ii) Quando i dati osservazionali sono assenti nella situazione attuale (o i dati esistono solo per 1-2 prodotti di fissione o i dati sono inattendibili) con la disponibilità solo di alcuni dati archiviati sulla contaminazione del terreno e sulle situazioni meteorologiche. La ricostruzione è quindi possibile solo in singoli casi. In alcuni casi è ritenuta inaffidabile e in altri impossibile.

Le situazioni di origine puntuale possono avere molte varianti diverse che possono essere analizzate in determinate situazioni e per alcune aree contaminate. Di seguito sono presentati alcuni esempi.

2. Contaminazione terrestre dopo il NPS di Chernobyl e altri incidenti

Questo esempio riguarda una situazione per la quale erano disponibili informazioni voluminose. Come descritto in precedenza, le regolari osservazioni a terra e i rilievi gamma degli aerei in volo, compresi gli elicotteri, hanno prodotto una compilazione di mappe della contaminazione del terreno (tassi di dose e densità di contaminazione di diversi radionuclidi) dai primi giorni dopo l'incidente fino ad oggi (vedi Abagyan et al., 1986a & b; Izrael et al., 1990; e Capitolo 5). Questo set di dati ci permette di ripristinare il modello di contaminazione del terreno praticamente in qualsiasi punto temporale e di calcolare le dosi esterne ed interne per qualsiasi intervallo di tempo richiesto.

Le indagini della zona di chiusura del modello di ricaduta di Chernobyl possono essere considerate come esempi tipici della ricostruzione e della stima dei precedenti campi di deposito radioattivo. La zona è stata la più intensamente esaminata e in termini geometrici è qui rappresentata come un anello di raggio esterno di 60 km e interno di 5 km, entrambi centrati nell'Unità IV del CNPS. Questa zona è stata ripetutamente indagata utilizzando il metodo dell'indagine gamma aerea con dosimetri montati su aerei ed elicotteri di diverso tipo. Nei primi 3 anni sono state effettuate più di 40 indagini di questo tipo. La stessa zona (e aree molto più ampie al di là) è stata esaminata con il metodo di indagine spettrale gamma aerea nel 1986 e nel 1987-1989. Per questo periodo, quindi, sono state compilate mappe della contaminazione da radionuclidi di ¹⁴⁰La, ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, ¹⁰³Ru, ¹⁰⁶Ru, ¹⁴⁴Ce, ¹³⁴Cs e ¹³⁷Cs, quest'ultima ripetuta più volte (vedi capitolo 5).

Per questa zona è stata così creata una rete di osservazione di riferimento per il monitoraggio della contaminazione del suolo e della deposizione atmosferica. La rete di riferimento, ancora oggi in funzione, è costituita da un sistema radiale di pali in calcestruzzo alti 1 m su cui possono essere montati per un determinato periodo collettori di deposizione di dimensioni standard. La rete di riferimento è stata istituita nel 1987 e già in quell'anno il campionamento del suolo vi è stato effettuato due volte. Negli anni successivi, compreso il 1991, il campionamento e le analisi del suolo sono stati effettuati una volta all'anno.

Inizialmente, i campioni venivano esaminati solo in laboratorio con analisi gamma-spettroscopiche a semiconduttori. I risultati della contaminazione del suolo sono stati compilati per ¹³⁷Cs, ¹³⁴Cs, ⁹⁵Zr, ⁹⁵Nb, ¹⁴⁴Ce e ¹⁰⁶Ru per la zona di chiusura del CNPS. Negli anni successivi, ⁹⁰Sr, ²³⁸Pu, ^239+240Pu, ²⁴¹Am, ²⁴²Cm e ²⁴⁴Cm sono stati aggiunti al set di radionuclidi a seguito dell'introduzione dei metodi radiochimici e alfa-spettrometrici. Le distribuzioni di questi radionuclidi sono state pubblicate come mappe nell'Atlas (Izrael (Ed.), 1998).

Tabella 6.1
Densità di contaminazione misurata (Ci/km 2) per alcuni radionuclidi a lunga durata nel modello di ricaduta dell'incidente di Chernobyl (Izrael et al., 1994b)

Questo sistema intensivo di misura della contaminazione da radionuclidi all'interno della zona di 5-60 km ha dato risultati sia per le quantità assolute che relative dei radionuclidi depositati in questa zona con adeguata certezza. È chiaro che, utilizzando questi dati, è possibile determinare le caratteristiche richieste di contaminazione e le dosi per determinati intervalli di tempo. Sono state ripetutamente esaminate aree più estese, ovvero l'intero territorio europeo dell'ex Unione Sovietica e molti paesi europei. Attualmente è stato pubblicato un atlante della contaminazione da radiocesio dell'Europa (compresa la parte europea della Russia) (De Cort et al., 1998), nonché un secondo sulla contaminazione radioattiva da singoli radionuclidi nella parte europea della Russia, dell'Ucraina e della Bielorussia (Izrael (Ed.), 1998). Interessante è anche il quadro futuro della contaminazione delle aree che hanno subito gli effetti dell'incidente.

Un esempio della previsione della contaminazione del ¹³⁷Cs su vaste aree della Russia è in Izrael et al. (1998). Per quanto riguarda la possibilità di misurare radionuclidi di lunga durata a distanze considerevoli dalla sorgente, la Tabella 6.1 mostra i risultati ottenuti a distanze di centinaia di chilometri dal luogo dell'incidente di Chernobyl (Izrael et al., 1994b).

Sono state studiate attentamente anche le distribuzioni di contaminazione radioattiva a livello del suolo dopo gli incidenti presso l'impresa nucleare "Mayak" a Kyshtym negli Urali meridionali e presso l'impianto chimico siberiano di Tomsk (vedi capitolo 5). Una mappa approssimativa del ¹³⁷Cs accumulato negli Urali meridionali è mostrata nella Fig. 5.30, che è stata compilata sulla base dei dati delle indagini gamma-spettrali aeree regionali per il ¹³⁷Cs raccolto nel 1991 e nel 1992. La parte principale del rilascio del 1957 si è diffusa verso nord-est (ramo superiore), mentre quella del 1967 è stata distribuita lungo una linea est-nordest (ramo inferiore). I dati presentati nella mappa mostrano una struttura generale dei punti caldi radioattivi sull'area, cioè intorno al luogo dell'incidente. Ulteriori informazioni sulla contaminazione di questa regione con ¹³⁷Cs e ⁹⁰Sr sono state presentate nel capitolo 5.

I dati di diverse indagini gamma-spettrali aeree dell'area contaminata da prodotti radioattivi a seguito dell'incidente all'impianto chimico siberiano (SCP) di Tomsk del 6 aprile 1993 ci hanno permesso di ricostruire la situazione della contaminazione esistente in un dato momento e di estrapolarla ad altri periodi (vedi capitolo 5).

3. Ricostruzione della contaminazione terrestre da esplosioni nucleari

La ricostruzione dei modelli di ricaduta delle esplosioni nucleari effettuate molti anni fa è più complicata, ma non meno importante. I problemi più difficili sono i seguenti:
- determinare l'ubicazione del modello di ricaduta su un determinato territorio (le aree abitate e le persone esposte nella zona contaminata in quel momento),
- stimare i tassi di dose al momento della ricaduta,
- stimare le possibili dosi totali esterne ed interne alla popolazione dal modello di ricaduta.

I possibili approcci a questi problemi sono dimostrati in questi importanti esempi.
Le figure 6.1 e 6.2 (Izrael et al., 1994c) mostrano gli schemi grezzi di fallout da una esplosione termonucleare ad alto rendimento che si è verificata nell'agosto del 1953 al Sito di test di Semipalatinsk. Nel 1990-1991, le inchieste aeronautiche condotte dall'impresa "Aerogeophizika" (che apparteneva al Comitato Statale per le Risorse Minerarie) mostrano chiaramente lo schema del e la sua distribuzione ad una distanza di oltre cento chilometri dal luogo dell'esplosione. Sulla base dei dati di densità di contaminazione, ottenuti 40 anni dopo l'esplosione, si può ricostruire la composizione dei radionuclidi e la densità di contaminazione al momento della deposizione (il frazionamento isotopico e le attività indotte non sono incluse). Si può anche dedurre l'intensità di dose P1 un'ora dopo l'esplosione e quindi anche il tasso di dose di esposizione esterna

dove 

è la dose accumulata per il periodo di tempo che va da un'ora all'infinito.

Fig. 6.1. Mappa della contaminazione da ¹³⁷Cs nel sito di prova di Semipalatinsk (Ci/km2) dall'indagine del 1991 - dati raccolti dall'impresa di produzione scientifica statale "Aerogeophizika" (vedi Izrael et al., 1994c) (1 Ci/km2 = 37 GBq/km2). I - la traccia dell'esplosione del 1953; II - quella dell'esplosione del 1951.

Artemjev et al. (2000) hanno presentato distribuzioni simili all'interno del settore di 120 km per le ricadute dell'esplosione termonucleare del 12 agosto 1953 lungo l'asse dall'epicentro. Questi dati sono di estrema importanza in quanto permettono di determinare il rapporto tra i radionuclidi a lunga vita nel modello di ricaduta dato (non solo per ¹³⁷Cs e ⁹⁰Sr che è importante per ricostruire la dose da "vecchi" modelli locali di questo tipo. Si richiama l'attenzione sul contenuto leggermente inferiore (1,5-2,0 volte) di ¹³⁷Cs nel modello di ricaduta ottenuto dai dati dell'indagine gamma-aerea. Ciò può essere spiegato dalla distorsione dei coefficienti di correzione dell'altitudine derivanti dalla significativa rugosità del terreno. Il rapporto di attività medio di ¹³⁷Cs / ⁹⁰Sr nel fallout pattern, di 2.0, è molto vicino al valore teorico nella reazione di fissione. Il rapporto medio di attività ^239+240Pu / ²⁴¹Am è stato di 3,3. In questo caso, la dose di esposizione calcolata è di circa 30 mGy (300 R) ad una distanza di 50 km dall'esplosione. Indubbiamente questo è approssimativo perché, in alcuni casi, l'attività indotta può contribuire in modo sostanziale come è avvenuto, ad esempio, nell'esplosione della "Sedan" americana. 

Come abbiamo visto in precedenza, la disponibilità di dati di base sull'attività e la garanzia che il radionuclide dato provenga dall'esplosione in esame sono i fattori che regolano il calcolo delle dosi e la ricostruzione dello schema di ricaduta iniziale. In questa situazione, utilizziamo i dati più affidabili sul ¹³⁷Cs, perché il suo fallout è strettamente connesso al profilo del modello di fallout che, a sua volta, è tanto dipendente dalla situazione meteorologica.

Questi esempi dimostrano la fattibilità della ricostruzione di una precedente situazione di radiazione sulla base dei resti dei modelli di attività di un'esplosione nucleare. Il materiale aggiuntivo viene presentato come una mappa dei tassi di dose della stessa indagine (Fig. 6.2).
 

Fig. 6.2. Tassi di dose di esposizione ai raggi gamma (μR/hr (≈ l0 nGy/hr)). Indagine del 1991 - - dati dell'impresa di produzione scientifica statale "Aerogeophizika" (Izrael et al., 1994c).

Consideriamo ora due situazioni complesse in un esempio di ricostruzione di una distribuzione di contaminazione radioattiva. Un modello residuo (di isolinee di dose) dell'esplosione nucleare pacifica "Taiga" esiste al confine tra la regione di Perm' della Federazione Russa e la Repubblica di Komi (Fig. 6.3, dati di Reshetov). 

Fig. 6.3. Tassi di dose di radiazione gamma nella regione dell'esplosione nucleare di "Taiga". Indagine del 1991 (Izrael et al., 1994c) (1 μR/hr ≈ l0 nGy/hr)

 

Presumibilmente, attualmente, il ⁶⁰Co contribuisce in modo più significativo al tasso di dose di radiazioni gamma e il ¹³⁷Cs contribuisce meno. In questa situazione, sarebbe impossibile ricostruire la dose dall'attività del frammento di fissione all'esplosione se non si conosce il rapporto recente tra questi radionuclidi. Un problema analogo potrebbe sorgere per il residuo del 1953 se si potesse esaminare solo in termini di isolinea di rateo di dose..

Un esempio di ricostruzione ancora più difficile è quello del modello radioattivo e delle possibili dosi di radiazioni gamma negli insediamenti di Altai che potrebbero essere attribuibili alla prima esplosione di un dispositivo atomico nel sito di prova di Semipalatinsk nell'agosto 1949. Solo singoli punti con elevata densità di contaminazione ¹³⁷Cs (da 100 a 300 mCi/km2, cioè, 3,7-11,1 GBq/km2) possono ora essere rilevati nell'Altai (Fig. 6.4). 

Fig. 6.4. Misurazioni della densità di contaminazione ¹³⁷Cs (Ci/km 2) nel territorio di Altai nel 1991 (Izrael et al., 1994c) (1 Ci/km2 = 37 GBq/km2).

 

In questa situazione, è praticamente impossibile separare la deposizione delle ¹³⁷Cs da una data esplosione e il ¹³⁷Cs dalla ricaduta globale se non sono disponibili dati per qualsiasi altro radionuclide che fosse unico per l'esplosione del 1949. Attualmente non vi è alcuna traccia chiaramente visibile che possa essere attribuita all'esplosione del 1949 nell'Altai. In questo caso, è possibile modellare il viaggio delle masse d'aria contaminanti e la formazione del modello di fallout a partire dai dati sulla sorgente e sulla base della dose di radiazione gamma nella zona vicina e delle informazioni meteorologiche (e altre) archiviate; tuttavia, ci sono grandi incertezze (Izrael et al., 1993b, 1994b, 1994c).

Nelle ricostruzioni di dosi di esposizione da vecchi modelli di radioattività che si sono formati dopo le esplosioni nucleari di decenni fa, sono stati utilizzati vari approcci, tra cui:

- l'uso di dati radiometrici archiviati;

- l'applicazione dei numerosi modelli matematici disponibili per costruire modelli di ricaduta da documenti archiviati in aree in cui i dati sulle radiazioni non sono stati registrati immediatamente;

- l'uso di dati sui radionuclidi a lunga vita, principalmente ¹³⁷Cs e ⁹⁰Sr (basati sui risultati di dettagliate indagini gamma-spettrometriche aeree per la determinazione di ¹³⁷Cs, o il campionamento del suolo e le analisi di laboratorio per ¹³⁷Cs e ⁹⁰Sr con analisi aggiuntive di un piccolo numero di campioni di suolo per ²³⁹Pu e ²⁴⁰Pu.

Durante lo svolgimento di questo lavoro, tuttavia, gli investigatori hanno incontrato significative difficoltà in questo approccio, cioè

- la mancanza di dati archiviati sulle misurazioni della radioattività e sulle osservazioni meteorologiche;

- sostanziali deviazioni nell'orientamento dei modelli "ricostruiti" a causa di imprecisioni nei dati meteorologici, incertezza a lungo termine della sorgente, compresa l'altitudine e la resa dell'esplosione, così come la distribuzione dimensionale delle particelle radioattive;

- la presenza di quantità significative di ¹³⁷Cs e ⁹⁰Sr di origine globale di fallout (e contemporaneamente strati di modelli di fallout di diverse esplosioni nucleari).

Queste difficoltà sono state le principali limitazioni alla corretta ricostruzione delle dosi di esposizione basate sui modelli radioattivi rimasti molti anni dopo le esplosioni nucleari.

Come precedentemente notato, la densità di contaminazione attualmente misurata di ¹³⁷Cs nella regione dell'Altai è 3,7-11,1 GBq/km2 (100-300 mCi/km2) (vedi Fig. 6.4). Se si ipotizza che la densità media di contaminazione da ricaduta globale sia di 2,96 GBq/km2 (80 mCi/km2), allora i restanti 0,74-8,14 GBq/km2 (20-220 mCi/km2) possono essere collegati alle esplosioni nucleari locali e, soprattutto per la Regione di Altai, alla prima esplosione nucleare condotta in URSS nell'agosto 1949 che ha dato origine ad una nube che si è spostata verso la regione. Per specifiche località dell'area, tuttavia, la contaminazione poteva derivare non da una specifica esplosione, ma solo o parzialmente da una ricaduta globale, che aveva un range di valori per ¹³⁷Cs da 0,37 a 14,80 GBq/km2 (10-400 mCi/km2) sul territorio dell'ex Unione Sovietica. I valori più alti per il fallout globale erano nelle montagne e nelle zone pedemontane, cioè in zone di forti precipitazioni. È facile calcolare, per l'esempio di cui sopra, che la dose esterna iniziale associata al modello di esplosione nucleare, 50 anni dopo il fallout originale, supererà la dose del fallout globale di un fattore di decine di volte (i radionuclidi di breve durata sono essenzialmente decaduti in questo periodo di tempo). La dose di esposizione esterna del fallout globale sarà inferiore a 0,5 R (rem) (≤ 5 mSv), mentre per il caso di cui sopra (tenendo conto del decadimento dei radionuclidi a vita breve) sarà di 25-30 R (rem) (250-300 mSv) per il modello di fallout dell'esplosione nucleare.

La situazione meteorologica, ricostruita a partire da informazioni archiviate piuttosto scarse, non permette di determinare con sufficiente precisione il profilo del fallout o addirittura il suo esatto orientamento e le misurazioni del solo radionuclide ¹³⁷Cs non consentono di separare, con alcuna certezza, la contaminazione locale da una "vecchia" esplosione sullo sfondo del fallout globale.

Per eliminare le incertezze esistenti, è necessario trovare ulteriori segnali individuali nel vecchio modello di fallout radioattivo che consentano la sua identificazione univoca e permettano la valutazione dei tassi di dose di vari radionuclidi, ma principalmente del ¹³⁷Cs, così come la determinazione delle caratteristiche individuali del modello di fallout per ogni esplosione. Ciò è particolarmente importante nel caso in cui vi sia una sovrapposizione di schemi di varie esplosioni e un significativo background di fallout globale. Izrael et al. (1994b) hanno proposto che tali caratteristiche potrebbero essere:

(i) Caratteristiche delle particelle aerosol (ogni esplosione presenta particelle radioattive con caratteristiche individuali); questa è la principale differenza tra le particelle nei modelli di fallout locali, e anche in alcuni modelli di fallout lontani, e quelle nel fallout globale;

(ii) anche la composizione radionuclidea di queste particelle è specifica di ogni esplosione e ciò è particolarmente utile quando queste caratteristiche sono considerate contemporaneamente alle variazioni delle caratteristiche di contaminazione a grande distanza dalla sorgente. È difficile individuare le singole particelle ed è quindi opportuno identificare l'esplosione in base al rapporto dei radionuclidi caratteristici nei campioni di terreno.

Per i vecchi modelli di esplosione nucleare sono necessarie determinazioni del numero massimo di radionuclidi a lunga durata e dei rapporti nuclidi e isotopici nelle particelle e nei campioni di terreno. Tale procedura è un'operazione complessa ma comunque fattibile. Queste possibilità sono considerate qui di seguito. Ai fini del confronto, i campioni globali di fallout dovrebbero essere trattati in modo simile (nelle regioni in cui la deposizione "locale" non ha certamente avuto luogo). Come già detto, i rapporti di radionuclidi ottenuti possono essere utilizzati per identificare diversi modelli di fallout e, successivamente, per ricostruire le loro caratteristiche essenziali.

Un primo approccio utilizzato da Izrael et al. (1993b, 1994a) e altri (Loborev et al., 1994) si è basato principalmente sulla misurazione del ¹³⁷Cs e sull'utilizzo di archivi di dosi e dati meteorologici per ricostruire i modelli di fallout di vecchie esplosioni nucleari e incidenti. In seguito, sono stati utilizzati i metodi di cui sopra, compresa la ricerca di particelle radioattive provenienti dalle esplosioni nucleari, la determinazione di possibili radionuclidi a lunga durata in modo da identificare i modelli di ricaduta e il tentativo di stabilire i rapporti caratteristici di isotopi e nuclidi per le varie esplosioni nucleari. I modelli radioattivi sono stati trovati all'interno di alcuni campioni contenenti i segnali di due "vecchie" esplosioni nucleari che erano state condotte al Semipalatinsk Test Site, vale a dire l'esplosione della torre nucleare (plutonio) di 20 kt condotta il 29 agosto 1949 e l'esplosione della torre termonucleare di 430 kt il 12 agosto 1953.

Tabella 6.2
Prodotti radioattivi a lunga vita (emivita superiore a quattro anni) nei detriti di fissione

Nota: un trattino indica l'assenza di dati nella fonte di letteratura data (Fleming, 1967) sulla presenza di ¹⁵²Eu e ¹⁵⁴Eu nei detriti di fissione. Stabile significa (secondo Fleming, 1967) che il radionuclide dato è stato considerato non radioattivo.

Sono state trovate particelle di vetro fuse di alcuni millimetri di diametro. La tabella 6.2 presenta i radionuclidi a lunga vita (con semivita superiore ai 4 anni) che risultano dalla fissione del combustibile nucleare.
La tabella 6.3 mostra i radionuclidi indotti dai neutroni dell'esplosione nucleare sui frammenti di terra/suolo o sul dispositivo di esplosione stesso (alcuni radionuclidi si trovano in entrambe le tabelle).
Le tabelle 6.2 e 6.3, quindi, illustrano il potenziale di utilizzo di un numero relativamente elevato di radionuclidi nell'identificazione di modelli di ricaduta da precedenti esplosioni nucleari.

La figura 6.5 presenta le reazioni e le varianti più tipiche delle trasformazioni radioattive dell'uranio e dei radionuclidi transuranici nei prodotti delle esplosioni nucleari e termonucleari con combustibili nucleari di varie composizioni.

Tabella 6.3
Radionuclidi a lunga durata (di emivita superiore a quattro anni) indotti da neutroni da esplosione nucleare

Nota: i dati relativi al tempo di dimezzamento provengono principalmente da Zysin et al. (1963).

Fig. 6.5. Le reazioni e trasformazioni più tipiche dell'uranio e dei radionuclidi transuranici che portano alla loro comparsa nell'atmosfera dopo le esplosioni nucleari e termonucleari (Thomas e Perkins, 1975).

Fig. 6.6. Frammenti del semiconduttore gamma-spettro di particelle di aerosol provenienti dalla ricaduta di un'esplosione nucleare condotta il 29 agosto 1949 (a) e da un'esplosione termonucleare condotta il 12 agosto 1965 (b). Misure del 1994 (Izrael et al., 1994b). I simboli dei radionuclidi e le energie di radiazione gamma (keV) sono indicati sopra i picchi negli spettri.

La Figura 6.6 mostra i frammenti di spettri gamma (misurati con uno spettrometro gamma a semiconduttore) delle particelle di aerosol di grandi dimensioni campionate nei modelli di ricaduta delle esplosioni del 1949 e del 1953. Dagli spettri si possono vedere le distinte linee gamma dei seguenti radionuclidi a lunga vita: ¹³⁷Cs, ⁶⁰Co ¹⁵²Eu, ¹⁵⁴Eu, ¹⁵⁵Eu e ²⁴¹Am.

⁶⁰Co è un prodotto indotto; ¹⁵²Eu e ¹⁵⁴Eu appartengono ad entrambi i gruppi, indotto e attività di fissione-frammentazione; ¹⁵⁵Eu appartiene al gruppo dei frammenti di fissione e ²⁴¹Am si accumula come risultato del decadimento di ²⁴¹Pu (vedi Fig. 6.6). Va notato che ¹⁵²Eu e ¹⁵⁴Eu sono stati trovati da noi in particelle di aerosol già nel 1963.

Come ci si aspettava, ²⁴¹Am è stato trovato nelle particelle, la sua quantità relativa è maggiore nelle particelle dell'esplosione del 1953. Uno studio dettagliato degli spettri gamma mostra che alcune delle linee non sono ancora state identificate. Ciò potrebbe portare ad un'estensione dell'elenco dei radionuclidi a lunga vita.

Le tabelle 6.4 e 6.5 presentano le attività misurate di vari radionuclidi nelle particelle (Bq/particella) così come i rapporti tra l'attività del nuclide rilevato e quella di ¹⁵²Eu nelle particelle e scorie vetrose nella zona di esplosione. Si può vedere una diffusione relativamente piccola nei valori numerici dei rapporti dei radionuclidi ¹⁵⁴Eu e ⁶⁰Co o radionuclidi delle particelle e una differenza maggiore (ma tipica) nei ¹³⁷Cs e ²⁴¹Am rispetto al ¹⁵²Eu.

I rapporti di attività dei radionuclidi ottenuti richiedono ulteriori analisi dettagliate (per quanto riguarda il possibile frazionamento) e la raccolta di ulteriori dati statistici, ma è già evidente che la determinazione dei nuclidi a lunga vita nelle particelle (o nei campioni) dei vecchi schemi delle esplosioni nucleari è un modo fattibile e molto informativo per caratterizzare questi schemi.

Tabella 6.4
Attività di diversi radionuclidi (e loro rapporti) in particelle provenienti da esplosioni nel 1949 (i primi quattro campioni) e nel 1953 (gli ultimi quattro campioni) al momento della misurazione (Bq/particella) (Izrael et al., 1994b)

Tabella 6.5
Attività di diversi radionuclidi e loro rapporti al momento della misurazione del campione (Bq/campione) in campioni a scaglia vetrosa al ground zero (all'epicentro dell'esplosione) (Izrael et al., 1994b)

Sorgono alcune domande e problemi rilevanti, come ad esempio cosa si dovrebbe fare per la frazione di radionuclide solubile che si è allontanata dalle particelle per molti anni?
Secondo i dati sperimentali, si tratta di una parte relativamente piccola dell'attività totale delle particelle.
Il campionamento e l'analisi ad una profondità da 0,5 a 1,0 m possono eliminare queste ultime incertezze.
Un calcolo analogo per il modello di ricaduta di Chernobyl, basato su questo modello e utilizzando dati meteorologici archiviati, è stato ripetutamente applicato ad altri esempi di modelli di esplosione nucleare da Izrael et al. (1990) e Petkevich et al. (1994).

La figura 6.7 mostra la distribuzione del campo gamma sul territorio adiacente alla zona dell'incidente del CNPS, con isolamenti di velocità di dose di 0,05 e 0,2 mR/ora (~ 0,5 e 2,0 ~Gy/ora) il 10 giugno 1986. Inoltre, vengono presentati i campi di deposizione, calcolati secondo il modello a distanze di centinaia di chilometri dalla sorgente (Izrael et al., 1989b). I parametri per la normale distribuzione logaritmica delle particelle sono stati scelti nel modello in modo tale che le aree di distribuzione prescritte dalle isoline fossero più vicine a quelle misurate. Nel complesso, esiste un buon accordo tra i dati misurati e quelli calcolati, anche se in alcuni casi si riscontrano notevoli discrepanze. In media, i valori calcolati e misurati della deposizione totale non differiscono di più di tre volte.

Fig. 6.7. Distribuzione ùcalcolata (1) e misurata (2) dei livelli di radiazione (mR/hr) sul terreno dopo l'incidente di Chernobyl (il 10 giugno 1986) (1 mR/hr ≈ 10 μGy/hr)

Va notato, con questo modello, che esiste, in effetti, una stretta corrispondenza con i dati reali, ma senza una stretta coincidenza per quanto riguarda la localizzazione. Anche piccoli errori nei dati meteorologici (che, di norma, sono insufficienti) possono allontanare il modello di ricaduta calcolato dalla sua reale ubicazione e altre aree incontaminate possono quindi essere incluse nella zona di studio.

Una sfida particolarmente interessante è quella di ricostruire la fonte di contaminazione sulla base di vari dati, tenendo conto di circostanze molto diverse tra loro. Questo problema è di primaria importanza per gli incidenti nucleari (in caso di esplosioni di prova vengono utilizzati i dati disponibili sulla sorgente), ma è diventato particolarmente pressante per l'incidente di Chernobyl, per il periodo di tempo iniziale di ore e giorni in cui le caratteristiche della dose non sono state registrate in modo sufficientemente chiaro e, di conseguenza, sono state estremamente incerte. Sembra che le informazioni più affidabili che possono essere utilizzate per ricostruire la fonte di contaminazione per l'incidente di Chernobyl, dal punto di vista della successiva esposizione prolungata, siano i dati sui tassi di dose misurati e le concentrazioni di singoli radionuclidi nell'atmosfera e sul terreno in diversi luoghi, insieme alla nostra comprensione di alcuni concetti fisici (Izrael et al., 1990, 1994a; Abagyan et al., 1986a & b; Sivintsev e Khrulev, 1995).

Tuttavia, il problema della ricostruzione della fonte di contaminazione sulla base dei dati di misurazione in punti specifici è un problema unico. La sua soluzione è di primaria importanza per facilitare le varie previsioni per i diversi tipi di incidenti. Calcoli altamente affidabili delle dosi alla popolazione dopo un incidente specifico possono essere ottenuti (ed effettivamente sono stati ottenuti per gli incidenti di Chernobyl e degli Urali) effettuando le misurazioni più dettagliate della contaminazione effettiva dell'atmosfera, della litosfera e dell'idrosfera.

In sintesi, si può affermare ancora una volta che:

- La ricostruzione dei modelli di ricaduta delle vecchie esplosioni nucleari e degli incidenti in cui si verificano rilasci di radioattività è un problema reale, soprattutto dopo l'incidente di Chernobyl, quando la gente desiderava avere dati sulle situazioni di radiazione passate e presenti nelle proprie regioni particolari;

- La ricostruzione (anche se solo parziale) è più efficace quando sono disponibili dati reali affidabili sulle densità dei singoli radionuclidi (anche se solo su un singolo nuclide, se siamo sicuri che appartenga alla particolare sorgente in questione);

- Nel caso in cui non siano disponibili dati completamente affidabili sulla gamma dei radionuclidi dei prodotti di fissione, si dovrebbero avere almeno informazioni su un radionuclide aggiuntivo che caratterizza l'esplosione data (o sul rapporto di attività di due radionuclidi);

- Nel procedere con la ricostruzione, si dovrebbero analizzare attentamente tutte le informazioni disponibili sui livelli di contaminazione, la configurazione geometrica del modello di ricaduta esistente (insieme ai dati archiviati), la profondità di penetrazione dei radionuclidi nel terreno, ecc;

- Nella situazione in cui i dati di fatto affidabili sono carenti, o non disponibili, è ancora possibile modellare la distribuzione della radioattività. Tuttavia, si dovrebbe usare estrema cautela, perché durante la modellazione sono possibili errori nella posizione geografica del fallout pattern a causa di carenze nelle informazioni meteorologiche archiviate (a varie altezze e lungo il percorso del fallout pattern);

- Se si verificano incidenti con un rilascio simultaneo di radioattività, è necessario compilare un'ampia banca dati (come è stato fatto per Chernobyl e Tomsk-7). Questo permette di ricostruire dati cruciali sulla densità di contaminazione di diversi ambienti e/o sulle caratteristiche della dose.

Vedi anche: TOPICAL ISSUES IN RADIOECOLOGY OF KAZAKHSTAN - Issue 4 - Volume 1 - 2014, Proceedings of the National Nuclear Center of the Republic of Kazakhstan in 2011–2012