METODI DI MISURA DEL RADON-222 NELLE ACQUE DI RETE: L ESPERIENZA DI ARPA LOMBARDIA

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1 METODI DI MISURA DEL RADON- NELLE ACQUE DI RETE: L ESPERIENZA DI ARPA LOMBARDIA ARPA Lombardia, Dipartimento Provinciale di Milano Via Juvara, 019 Milano, Italia Documento predisposto da: Maurizio Forte, Rosella Rusconi, Giuseppe Abbate, Pietro Badalamenti, Silvia Bellinzona, Maria Teresa Cazzaniga, Giovanni Gadaleta, Silvia Maltese, Michelino Palermo

2 METODI DI MISURA DEL RADON- NELLE ACQUE DI RETE: L ESPERIENZA DI ARPA LOMBARDIA Maurizio Forte, Rosella Rusconi, Giuseppe Abbate, Pietro Badalamenti, Silvia Bellinzona, Maria Teresa Cazzaniga, Giovanni Gadaleta, Silvia Maltese, Michelino Palermo ARPA Lombardia, Dipartimento Provinciale di Milano Via Juvara, 019 Milano, Italia ABSTRACT Il radon indoor è da tempo riconosciuto come un importante fonte di rischio radiologico. Più recentemente, la raccomandazione della Commissione Europea del 0 dicembre /98/Euratom affronta per la prima volta in modo sistematico anche il problema dell esposizione della popolazione al radon nell acqua potabile. La stessa Raccomandazione, nel promuovere il monitoraggio del radon in acqua, auspica contestualmente la definizione di procedure metrologiche adeguate e l attuazione di programmi di garanzia della qualità. Sono disponibili metodi diversi per la misura del radon in acqua. In ambito internazionale sono stati condotti numerosi studi sia sulle tecniche che sui risultati di campagne di misura estese; anche in Italia sono state effettuate alcune ricerche, e negli ultimi anni sono state promosse le prime iniziative di interconfronto. L analisi del radon in acqua presenta alcune peculiarità, sia nella fase di campionamento che in quella di misura, dovute alle caratteristiche diffusive del gas. Presso il Dipartimento di Milano di ARPA Lombardia sono stati testati nel corso degli ultimi anni alcuni tra i più diffusi metodi per la misura del radon in acqua: spettrometria gamma ad alta risoluzione, metodo emanometrico con celle a scintillazione e scintillazione liquida. Questa relazione presenta i risultati di queste attività, e si offre come contributo alla discussione in atto sulle tecniche di misura della radioattività nelle acque. 1

3 INDICE 1. Introduzione 1.1. Caratteristiche del radon 1.. Aspetti sanitari 1.3. Studi in ambito nazionale ed internazionale 1.4. Metodi di analisi: la situazione attuale. Misura del radon per scintillazione liquida.1. La letteratura scientifica.1.1. Principi e metodi.1.. Il prelievo e il trasferimento del campione.1.3. Scelta della fiala di scintillazione.1.4. Scelta del liquido scintillante.1.5. Modalità di conteggio.. Verifiche sperimentali condotte dall ARPA Lombardia..1. Materiali e metodi... Confronto sui metodi di prelievo e trasferimento del campione..3. Confronto tra fiale di scintillazione e tra liquidi scintillanti..4. Modalità di conteggio e determinazione dell efficienza..5. Verifica della ripetibilità del metodo..6. Analisi delle incertezze 3. Misura del radon per emanometria 3.1. La letteratura scientifica 3.. Verifiche sperimentali condotte dall ARPA Lombardia Materiali e metodi 3... Taratura del sistema Verifica della ripetibilità del metodo Analisi delle incertezze 4. Misura del radon per spettrometria gamma 4.1. La letteratura scientifica 4.. Verifiche sperimentali condotte dall ARPA Lombardia Materiali e metodi 4... Taratura del metodo e valutazione del fondo Verifica della ripetibilità del metodo Analisi delle incertezze 5. Confronto fra le tecniche di misura 6. Conclusioni 7. Bibliografia

4 Appendici 1. Determinazione della concentrazione di attività di Rn nelle acque mediante scintillatore liquido. Emanometria Formule utilizzate 3. Spettrometria Formule utilizzate 3

5 1. INTRODUZIONE Questa relazione riassume il lavoro svolto presso il Dipartimento di Milano dell Agenzia Regionale per la Protezione dell Ambiente della Lombardia per la messa a punto e la verifica di alcune tecniche di misura del radon in acqua. Questo argomento assume oggi particolare importanza data la crescente attenzione rivolta negli ultimi anni al problema dell esposizione a sorgenti naturali di radiazione. Per quanto riguarda in particolare l esposizione al radon nell acqua potabile, il problema è affrontato anche da un recente documento della Commissione Europea (Unione Europea, 001) che, nel promuovere il monitoraggio del radon in acqua, auspica contestualmente la definizione di semplici procedure metrologiche per garantire che le misurazioni di radon e dei prodotti di decadimento del radon nell acqua producano dati affidabili, di qualità adeguata, e raccomanda che le misurazioni siano effettuate con metodi e attrezzature adeguate che siano stati debitamente calibrati e soggetti a programmi di garanzia della qualità. Questa relazione si propone di fornire un contributo alla discussione in atto sulle modalità di misura del radon nelle acque potabili sulla base delle esperienze condotte in ARPA Lombardia. Tra le diverse tecniche documentate in letteratura sono stati presi in considerazione i metodi di misura per scintillazione liquida, emanometria con celle a scintillazione e spettrometria gamma. Per ciascuno sono stati riportati in dettaglio i metodi di taratura, campionamento e misura dando conto di tutte le valutazioni sperimentali che hanno portato alla stesura delle procedure operative finali. Viene inoltre discussa la letteratura scientifica relativa alle tre tecniche: la rassegna bibliografica presentata non ha pretese di completezza ma è stata ritenuta utile alla discussione e valutazione delle singole fasi dei tre approcci analitici. Sono state infine paragonate caratteristiche e prestazioni delle tre tecniche anche mediante l esame dei risultati di interconfronti Caratteristiche del radon Il radon è un gas nobile d origine naturale, appartenente alla serie radioattiva dell uranio 38 (Fig. 1), presente in modo ubiquitario ed in quantità relativamente elevate nella crosta terrestre. Si forma per decadimento radioattivo del radio 6, e a sua volta decade rapidamente in altri elementi. Il suo tempo di dimezzamento fisico è di 3,8 giorni ma, data la breve emivita dei suoi immediati discendenti, in circa 4 ore si porta in condizioni di equilibrio secolare con questi ed in particolare con il polonio 18, il piombo 14, il bismuto 14 ed il polonio 14. Oltre al radon, anche i due isotopi del polonio decadono con emissione di radiazione alfa, mentre piombo e bismuto emettono radiazione beta. Il decadimento di un atomo di radon origina quindi l emissione di tre particelle alfa e due beta. Gli ulteriori discendenti radioattivi del radon (piombo 10, bismuto 10 e polonio 10) non si trovano normalmente in condizioni di equilibrio radioattivo con il progenitore in conseguenza del valore del loro tempo di dimezzamento e/o della loro posizione all interno della catena di decadimento. Esistono in natura altri isotopi del radon, ed in particolare il radon 0, appartenente alla famiglia del torio 3, e il radon 19, appartenente alla famiglia dell uranio 35. La loro importanza è tuttavia normalmente trascurabile, data la brevissima emivita del primo (56 secondi) e la ridotta presenza in natura del secondo. Nel seguito di questo documento il termine radon si intenderà riferito al solo radon. 4

6 Fig. 1: Schema di decadimento della serie radioattiva naturale dell U-38 Da un punto di vista chimico il radon appartiene al gruppo dei gas nobili e, quindi, non ha attitudine alla formazione di legami chimici stabili; questo condiziona sia i suoi meccanismi di diffusione nell ambiente che il suo comportamento metabolico nell organismo. Il radon si forma prevalentemente all interno delle rocce contenenti i suoi precursori, in particolare rocce di origine magmatica come i graniti e i porfidi, e, in parte, diffonde al di fuori del reticolo cristallino sia in seguito al fenomeno di rinculo collegato all emissione della particella alfa del decadimento del radio 6, sia grazie alle imperfezioni del reticolo stesso. La migrazione del radon all interno del corpo roccioso è poi favorita dalla presenza di fratture e da meccanismi di trasporto convettivo da parte di altri gas del sottosuolo; poiché si tratta di un gas inerte, si può muovere liberamente attraverso materiali porosi come il terreno o i frammenti di roccia. Quando i pori sono saturi d acqua, come nel caso del terreno e delle rocce sotto il livello della falda freatica, il radon si dissolve nell acqua e viene da essa trasportato. Anche se la sua presenza in ambiente è sovente connessa a quella di tracce del suo parente prossimo, il radio 6, la concentrazione di radon nelle acque di falda è normalmente superiore di diversi ordini di grandezza a quella del 6 Ra disciolto dal momento che, prevalentemente, non deriva dal decadimento del radio in soluzione quanto dall emanazione diretta dalle rocce costituenti l acquifero. L adsorbimento del radon in acqua è un fenomeno reversibile. Dal momento che il coefficiente di ripartizione acqua/aria del radon è favorevole a quest ultima, il radon viene infatti anche facilmente desorbito dall acqua. Si constata ad esempio normalmente che la sua presenza è 5

7 maggiore nelle acque di falda che in quelle superficiali, che presentano una vasta superficie di scambio acqua/aria. Inoltre trattamenti e manipolazioni dell acqua effettuate per migliorarne la qualità (oltre che, ovviamente, lo stoccaggio) ne abbattono abitualmente le concentrazioni. D altro canto, proprio questa stessa facilità di desorbimento fa si che il radon disciolto nell acqua utilizzata per usi domestici possa contribuire all aumento di concentrazione del radon indoor in modo, tra l altro, indipendente dall ubicazione dei locali (ad esempio il piano). Il coefficiente di trasferimento dall acqua all ambiente domestico, in condizioni di uso normale, è stato valutato essere dell ordine di 10-4, il che significa che una concentrazione di Rn in acqua di 10 Bq/kg provoca un aumento di 1 Bq/m 3 della concentrazione in aria (Prichard, 1987). In casi particolari, alcuni autori (Asikainen, 1980; Cothern 1986) attribuiscono al rilascio dall acqua una frazione del 10-15% del radon indoor. 1.. Aspetti sanitari La presenza di radon disciolto nell acqua potabile causa esposizione dei tessuti dello stomaco tramite ingestione; studi recenti attribuiscono a questo causa un incremento, anche se molto contenuto, del rischio di tumori allo stomaco (NRC, 1999). La maggior parte del rischio associato alla presenza di radon nell acqua potabile è comunque dovuto all inalazione della frazione rilasciata in aria, piuttosto che all ingestione dell acqua stessa. Si stima infatti che il coefficiente di trasferimento del radon dall acqua all aria indoor sia dell ordine di 10-4, e che in casi particolari in cui le concentrazioni in acqua sono particolarmente elevate il contributo di questo termine sorgente al radon indoor possa essere non trascurabile. L esposizione al radon nell aria degli ambienti confinati ed ai suoi prodotti di decadimento è una delle principali cause di tumore polmonare e rende conto di circa la metà della dose complessiva alla popolazione mondiale (UNSCEAR, 1988), oltre ad essere considerata una delle principali cause di tumore polmonare dopo il fumo di sigaretta (Bochicchio, 003). Quando il radon viene inalato, nonostante le sue caratteristiche chimiche non consentano un suo trattenimento stabile da parte del tratto respiratorio, i suoi prodotti di decadimento sono in grado di associarsi sia al particolato atmosferico (formando il cosiddetto aereosol radioattivo) che alle mucose. Nel 1988 l Agenzia Internazionale per la Ricerca sul Cancro (IARC), sulla base di risultati sperimentali su animali e di indagini epidemiologiche su classi di lavoratori particolarmente esposti, come i minatori, classificava il radon e i suoi prodotti di decadimento come cancerogeni di gruppo 1. Di interesse radioprotezionistico è anche lo studio delle concentrazioni di radon cui sono esposti i lavoratori impiegati nelle aziende di imbottigliamento o negli acquedotti pubblici. Queste sono ovviamente correlate, anche se non in modo semplice, alle concentrazioni di radon disciolto in acqua (Trautmannsheimer, 003). La recente raccomandazione della Commissione Europea del 0 dicembre /98/Euratom (UNIONE EUROPEA 001) ha risollevato il problema della tutela della popolazione contro l esposizione al radon nell acqua potabile dal momento che, come si è detto, questo non solo contribuisce alla dose da ingestione ma può determinare anche un aumento di concentrazione di radon indoor. Le stime sulla dose efficace impegnata annuale assorbita da un adulto per ingestione di acqua contenente 1000 Bq/l di Rn variano tra 0, e 1,8 msv, a seconda del consumo annuale di acqua e dei fattori di conversione utilizzati. Inoltre, nella raccomandazione vengono citate ricerche precedentemente condotte dal comitato scientifico delle Nazioni Unite sugli effetti delle radiazioni ionizzanti secondo cui l uso di un acqua con concentrazioni di radon di

8 Bq/l aumenta in media la concentrazione di radon indoor di 100 Bq/m 3, in accordo con le valutazioni di Prichard precedentemente citate (Prichard, 1987). Considerando sia l ingestione che l inalazione, l uso di questo tipo d acqua produrrebbe, in termini di dose efficace annuale, lo stesso effetto di un ambiente chiuso con concentrazioni di 00 Bq/m 3. In conclusione la raccomandazione afferma che al di sotto di concentrazioni di radon in acqua di 100 Bq/l non devono essere effettuate azioni correttive mentre non è probabile che l acqua della rete di distribuzione pubblica o commerciale con una concentrazione di radon superiore a 1000 Bq/l si possa ritenere adeguata da un punto di vista di protezione contro le radiazioni. Per valori intermedi si raccomanda la definizione di un livello di riferimento per il radon da utilizzare per stabilire se occorrano azioni correttive per tutelare la salute umana Studi in ambito nazionale ed internazionale Data l elevato numero di ricerche condotte è difficile riportare in modo esaustivo la bibliografia disponibile. Sebbene siano disponibili anche dati precedenti, soprattutto a partire dagli anni 80 sono stati condotti in molti paesi numerosi studi sulle acque di falda (Asikainen, 1980; Prichard, 1983; Mahesh, 001; Zouridakis, 00; Trautmannsheimer, 003), superficiali (Ball, 1991; Al Masri, 1999) e imbottigliate o destinate all imbottigliamento ( Duenas, 1999; Kralik, 003). In particolare negli Stati Uniti sono state condotte estese campagne di misura sulle acque di rete per valutare l esposizione della popolazione (Horton, 1984; Cothern, 1986). Le acque superficiali, ed in particolare quelle lacustri, grazie all elevato scambio con l atmosfera presentano concentrazioni di radon generalmente inferiori a 1 Bq/l. Nelle acque di falda o sorgive si registra una elevata variabilità legata alla geologia ed alla morfologia dell acquifero. La citata raccomandazione (Unione Europea, 001) riporta che, nei paesi CE, le concentrazioni di radon nelle falde freatiche costituite prevalentemente da rocce sedimentarie variano tra 1 e 50 Bq/l, tra 10 e 300 Bq nel caso di pozzi più profondi e da 100 a Bq/l nel caso di acque sorgive da rocce cristalline come i graniti e gli gneiss. In alcune regioni, ad esempio nella penisola scandinava, pozzi artesiani possono presentare concentrazioni estremamente elevate di radon. In uno studio su 570 pozzi profondi finlandesi è stata determinata una concentrazione media di radon di oltre 600 Bq/l con un massimo di Bq/l (Asikainen, 1980). Concentrazioni medie elevate sono state trovate anche in zone di alcuni stati nordamericani (New Hampshire, North Carolina). In queste situazioni la presenza di radon nelle acque può essere considerato un rilevante problema sanitario (Petterson, 000). In Italia sono stati inizialmente condotti studi sulle acque minerali e termali (Cigna, 1965; Mastinu, 1975; Facchini, 1987) che hanno messo in rilievo situazioni in cui le concentrazioni di radon apparivano particolarmente elevate. Alla categoria delle acque radioattive deboli, con concentrazioni di radon comprese tra 400 e 000 Bq/l, appartengono le acque termali di Bormio, Bognanco, Nepo e Spezzano Albanese; a quelle medie, con concentrazioni di radon comprese tra 000 e 5000 Bq/l, le acque Tettuccio di Montecatini e Merano; a quelle forti, con concentrazioni superiori a 5000 Bq/l quelle di Lurisia ed Ischia. In particolare a Lurisia sono state registrate attività tra le maggiori in Europa ( Bq/l c.a.). L Istituto di Fisica dell Università di Milano è stato molto attivo negli anni 80 e 90 nel monitoraggio radiometrico di acque sorgive e di rete realizzando campagne di misura in Lombardia e in aree adiacenti (Gorgoni, 1981; D Alessio 1985; Facchini, 1987; Maddalena, 1983; Facchini, 7

9 1993; Facchini, 1994; Colombo, 1995; Magnoni, 1995). Questi studi evidenziano che i valori di concentrazione di radon nelle acque sotterranee della Pianura Padana sono mediamente modesti e variano tra 5 e 10 Bq/l nella parte emiliana della pianura, e raggiungono i 0 Bq/l nella parte lombarda, a nord del Po. Valori più elevati sono stati riscontrati sulle colline che contornano la pianura sia a sud (Oltrepo Pavese) che a nord, con medie tra i 0 e i 70 Bq/l. In una zona limitata presso Angera (lago Maggiore), sono state riscontrate concentrazioni di radon particolarmente alte (tra 50 e 680 Bq/l). Le vallate alpine lombarde e piemontesi non presentano concentrazioni medie significativamente elevate (medie fino a 5 Bq/l) ad eccezione di situazioni puntuali (Samolaco, Bormio ecc.) o di aree geologicamente anomale, come la valle del Cervo presso Biella, nota per la presenza di un plutone composto da rocce sienitiche con elevato contenuto di uranio e torio. L esame dei dati mette in luce come la relazione tra le concentrazioni di radon ed il substrato geologico non sia sempre di tipo semplice e non dipenda unicamente dalla litologia e dal contenuto di uranio nelle rocce. Un importante lavoro di mappatura delle acque di fonte in relazione alle concentrazione di radon indoor è stato realizzato dall APPA di Bolzano (Minach, 003), che ha misurato più di 1400 campioni di acque sorgive. Dallo screening è emerso che nel 15% delle fonti di acqua potabile della provincia di Bolzano la concentrazione di radon risulta superiore a 50 Bq/l, nel 6% è superiore a 100 Bq/l mentre nello 0,7% è superiore a 400 Bq/l. Il confronto con i risultati delle campagne di misura di radon indoor mostra una buona concordanza tra la concentrazione di radon in acqua ed in aria. Un riassunto delle attività recenti in tema di misura delle acque da parte delle Agenzie per l Ambiente italiane è stato pubblicato recentemente e presenta, con differenti livelli di rappresentatività e dettaglio, i valori medi riscontrati nella maggior parte delle regioni italiane (Giovani, 000) Metodi di analisi: la situazione attuale Il problema della garanzia di qualità delle misure di radon in acqua è stato di recente affrontato nel corso di un interconfronto nazionale promosso da ENEA (Sandri, 000), cui hanno partecipato alcune decine di laboratori italiani con metodiche analitiche differenti. La dispersione dei risultati ottenuti da diversi laboratori che hanno utilizzato la stessa tecnica analitica varia tra l 8 ed il 18 % nel caso di campioni con concentrazioni di Rn dell ordine di alcune centinaia di Bq/kg; l intervallo di variabilità dei valori aumenta, tra il 14 ed il 4 %, quando le concentrazioni di radon sono più basse, dell ordine della decina di Bq/kg. La dispersione dei risultati non è trascurabile in entrambi i casi. Questi dati, se confrontati con quelli di programmi di interconfronto analoghi su altre metodiche radiometriche, evidenziano nonostante l apparente semplicità delle metodiche analitiche di campionamento e misura del Rn l esistenza di alcune peculiarità che possono compromettere in misura rilevante l accuratezza e la riproducibilità dei risultati analitici. Particolarmente critico è l aspetto legato alla modalità di prelievo del campione che, considerata l elevata mobilità del radon in acqua, può costituire una fonte iniziale e significativa di inaccuratezza. E quindi necessario attuare uno sforzo ulteriore per ottimizzare le condizioni d uso delle diverse metodiche per la misura del radon in acqua allo scopo di garantire la disponibilità a livello 8

10 nazionale di un insieme di dati coerenti, prodotti nel rispetto delle più recenti indicazioni in materia di qualità dei dati analitici ambientali. Presso il Dipartimento di Milano di ARPA Lombardia sono state effettuate nel corso degli ultimi anni diverse prove e verifiche per la messa a punto ed il confronto di tre metodi analitici per la misura del radon in acqua: spettrometria gamma ad alta risoluzione, metodo emanometrico con celle a scintillazione e scintillazione liquida. Questi metodi sono tra i più diffusi a livello nazionale; i dati ed i risultati presentati nei capitoli seguenti si offrono come contributo alla discussione in atto sulle diverse tecniche di misura della radioattività naturale nelle acque. 9

11 . MISURA DEL RADON PER SCINTILLAZIONE LIQUIDA.1 La letteratura scientifica.1.1. Principi e metodi In questi ultimi anni il metodo di misura del radon in acqua tramite conteggio per scintillazione liquida si è affermato grazie alle sue caratteristiche di semplicità, riproducibilità e sensibilità in rapporto ad altre tecniche quali l emanometria e la spettrometria gamma (Lowry, 1991). In particolare è stata ampiamente utilizzata la procedura che prevede l estrazione liquido-liquido del radon direttamente nella fiala di scintillazione (Prichard, 1977; Mobius, 1993; Zelensky, 1993; Horiuchi, 1994). Nel 1991 questa è stata codificata come metodo normato (ASTM, 1991) e accettata dall EPA per la misura del radon nelle acque potabili (EPA 1991). Sono stati effettuati studi dettagliati sull ottimizzazione della tecnica, volti anche ad appurare l influenza dei materiali utilizzati e delle variazioni della procedura sui risulti ottenuti (Vitz, 1991). La buona riproducibilità della tecnica è stata confermata da approfondite comparazioni interlaboratorio (Parsa, 1990). La preparazione del campione per la misura è rapida e non presenta particolari difficoltà: il campione viene prelevato con una siringa ed iniettato in una fiala per scintillazione contenente un liquido scintillante immiscibile all acqua e costituito principalmente da un solvente organico. Il radon tende ad essere assorbito in quest ultimo dato che il suo coefficiente di distribuzione C d è favorevole al suo trasferimento quantitativo nella fase organica (C d acqua : aria : solvente = 1 : 4 : 50) (Prichard, 1977). In Tabella 1 sono riportati i coefficienti relativi di solubilità del radon in varie sostanze (da: De Felice, 00). Tab. 1: Coefficienti di solubilità caratteristici del radon in diversi materiali (0 C, 1 atm) Materiale Coefficiente di solubilità Acqua 0,5 Aria 1 Polietilene 5-10 Gomma, silicone Alcol etilico 6,17 Acetone 6,30 Benzene 1,8 Toluene 1,70 Xilene 1,75 Cloroformio 15,08 Etere 15,08 Esano 16,90 10

12 Un energica agitazione della fiala aumenta la superficie utile di scambio e diminuisce in maniera sostanziale il tempo di trasferimento. Se sono presenti nella fiala 4 ml di aria, 10 ml di acqua e 10 ml di liquido scintillante all equilibrio, dopo un minuto di agitazione si è trasferito nella fase organica circa il 94 % del radon (dato che le più diffuse fiale per scintillazione liquida hanno normalmente una capienza di circa 0 ml, vengono normalmente impiegati 10 ml di liquido scintillante per 10 ml di campione). Questa tecnica di misura è selettiva per il gas radon in quanto gli altri radionuclidi presenti nel campione sono in soluzione in forma ionica e non sono estratti nella fase organica. Al fine di consentire l instaurarsi dell equilibrio secolare tra radon e figli a vita breve, il campione viene lasciato a riposo per tre ore ed infine misurato in uno scintillatore liquido. Tale lasso di tempo è largamente sufficiente per la separazione completa delle fasi e per il ripristino, di conseguenza, delle condizioni geometriche standard per la misura. Il radon e i figli a vita breve producono 3 decadimenti alfa e beta. Il cocktail scintillante li trasforma in impulsi luminosi che sono rivelati con efficienza molto elevata, prossima al 100%; l efficienza complessiva risulta quindi normalmente compresa tra il 400% e il 450%. Sono state elaborate altre varianti del metodo di estrazione che consentono di migliorare ulteriormente la sensibilità della misura. L estrazione può essere effettuata in un recipiente a parte, opportunamente scelto, partendo da elevati volumi d acqua e utilizzando come estraente una piccola quantità di liquido scintillante immiscibile (0 ml) che viene successivamente trasferito nella fiala scintillazione (Parks, 1978, Roveri, 1994). Altri autori (Salonen, 1993) preferiscono operare in fase omogenea, impiegando cioè un liquido scintillante miscibile all acqua. L interferenza di altri radionuclidi alfa e/o beta emettitori viene considerata trascurabile dato che il Rn è normalmente presente, specialmente nelle acque profonde, in quantità largamente superiori a quelle degli altri radionuclidi, che possono comunque essere contabilizzati misurando nuovamente il campione dopo il decadimento del radon. Le efficienze di rivelazione ottenute con questa procedura sono paragonabili alle precedenti, tuttavia la risoluzione spettrale è normalmente inferiore (Schonofer- 1989) e, soprattutto, la selettività non è garantita. La recente disponibilità di strumentazione portatile per scintillazione liquida, infine, permette attualmente di effettuare con questa tecnica misure in campo (Ordela, 1994)..1.. Il prelievo e il trasferimento del campione Il prelievo ed il trasporto del campione sono probabilmente gli aspetti più critici per le misure di radon in acqua data la sua tendenza alla diffusione in aria. In particolare, nella fase di prelievo devono essere adottate cautele speciali al fine di evitare turbolenze o gorgogliamenti che potrebbero causare una perdita significativa di radon dal campione. Nel caso il campione debba essere trasferito nel laboratorio per la preparazione della fiala di misura è necessario utilizzare per il prelievo ed il trasporto esclusivamente contenitori di vetro o di altro materiale a tenuta (metallo, teflon) in quanto il polietilene ed altri materiali plastici sono permeabili al radon. Il riempimento deve essere effettuato in modo da evitare turbolenze o gorgogliamenti, ad esempio introducendo un tubo di plastica sino al fondo del recipiente di raccolta, lasciandolo tracimare lentamente per un tempo sufficiente, tappando ermeticamente con un tappo 11

13 dotato di una guarnizione adeguata (teflon, alluminio) alla fine del prelievo e verificando l assenza di un battente d aria all interno del recipiente. La preparazione della fiala sul campo minimizza le perdite dovute al trasporto (Kinner, 1991), richiede tuttavia la disponibilità di personale addestrato. In questo caso il prelievo può essere effettuato collegando un imbuto al rubinetto di erogazione (dopo aver smontato l eventuale aeratore) e lasciando tracimare l acqua dall imbuto per alcuni minuti prima di effettuare il prelievo con una siringa (ASTM, 1998; Hahn, 1991); alternativamente l acqua può essere prelevata direttamente dal tubo di erogazione bucandolo con una siringa (Belloni, 1995). Un metodo di prelievo semplice ed efficace consiste nell introdurre il tubo di erogazione in un beaker che viene lasciato tracimare per alcuni minuti prima di effettuare il prelievo con la siringa (Vitz, 1991). Il campione viene poi iniettato nella fiala contenente il liquido scintillante, al di sotto del medesimo, che in questo modo contribuisce a minimizzare le perdite grazie al favorevole coefficiente di ripartizione. L uso della siringa per il prelievo è stata oggetto di obiezioni, in quanto costringe ad applicare al campione una pressione negativa che potrebbe favorire il desorbimento del radon (Blanchard, 1985). Dusembury (Dusembury, 199) ha proposto un metodo di campionamento denominato slow flow con pressione positiva in cui l erogazione del campione avviene direttamente dal tubo di spillamento collegato ad un puntale. Una seconda possibilità che consente di limitare la pressione negativa applicata è la sostituzione dell ago della siringa con un tubicino di maggior diametro interno (Vitz, 1991). Alcuni studiosi (Hightower, 1995) hanno confrontato il metodo EPA (Hahn, 1991) con quello di Dusembury misurando un elevato numero di campioni prelevati alternativamente con le due procedure. Le differenze sembrano in alcuni casi essere statisticamente significative anche se di modesta entità. Nello stesso studio è stata verificata la possibilità di inviare i campioni sigillati in fiale di vetro con tappi conici di polietilene per via postale senza significative perdite di radon Scelta della fiala di scintillazione In letteratura è stato più volte discusso il problema della scelta del tipo più opportuno di fiale di scintillazione da utilizzare in relazione alla tenuta ed alla permeabilità delle pareti; emergono indicazioni favorevoli ad una fiala di vetro con tappo in teflon, che permette di trattenere il radon per un tempo molto maggiore del suo T 1/, mentre è sconsigliabile l utilizzo di fiale di polietilene, materiale notoriamente permeabile al radon, sia per il rischio di perdite che per quello opposto di assorbimento di radon ambientale. Buoni risultati si ottengono con fiale teflonate dotate di chiusura con disco di alluminio o teflon (Prichard, 1983; Salonen, 1993; Belloni, 1995). Alcune differenze sono state riscontrate nella permeabilità di fiale dello stesso tipo ma di diversa produzione, anche se l effetto di tali variazioni nelle misure reali è limitato dalla presenza del solvente organico che intrappola il radon presente e dalla rapidità con la quale solitamente si effettuano le misure. Belloni (1995) e Salonen (1993) in particolare hanno confrontato le prestazione di diversi tipi di fiale di diversa produzione. Particolarmente adatte alle misure di radon si sono dimostrate le fiale teflonate Zinsser 600 (Belloni, 1995). Buoni risultati si ottengono anche con fiale in vetro a basso contenuto di potassio e chiusura con disco di alluminio. Alcuni autori (Vitz, 1991; Packard, 1994) mettono comunque in rilievo che, pur essendo il polietilene di per sé permeabile al radon, la presenza del liquido scintillante ne riduce notevolmente la diffusione (leakage constant) fino a renderla poco significativa se la misura viene effettuata a 1

14 tempi brevi dopo il campionamento. L esatta quantificazione delle perdite è però difficilmente valutabile perché dipende dalle modalità del trasporto, dalla temperatura di conservazione e così via Scelta del liquido scintillante Per le misure in fase eterogenea possono essere impiegati i più comuni liquidi scintillanti non idrofili in commercio: sono stati testati liquidi scintillanti a base di toluene, di oli minerali, di pseudocumene e di alchilbenzeni a catena lunga. Alcuni autori (Vitz, 1991; Kinner, 1991) hanno paragonato le prestazioni dei diversi scintillanti concludendo che: i cocktail scintillanti a base di toluene danno una separazione delle fasi molto netta e per contro una minor efficienza, tendono inoltre ad evaporare più rapidamente. I problemi legati all uso ed al trasporto del toluene ne sconsigliano comunque l impiego; i cocktail a base di oli minerali uniscono una buona efficienza ad una separazione netta e veloce delle fasi. Per contro hanno un costo decisamente più elevato (e sono oggi più difficilmente reperibili sul mercato); i cocktail a base di pseudocumene o di alchilbenzeni possono dar luogo a piccole quantità di emulsione all interfaccia ed hanno efficienze simili tra loro; sono tuttavia economici ed ampiamente diffusi. Altri autori raccomandano l uso degli scintillanti a base di oli minerali dato che presentano una migliore risoluzione dello spettro alfa e migliori capacità di discriminazione tra le emissioni alfa e quelle beta (Belloni 1995, Schonofer 1989), per quanto nelle misure di radon in acqua la discriminazione alfa-beta non sia necessaria. Tutti i tipi di liquidi scintillanti proposti, comunque, sono caratterizzati da un limitato spegnimento, principalmente in relazione al fatto che non si miscelano alla fase acquosa. Più recentemente sono stati proposti liquidi scintillanti che utilizzano come solvente il di-isopropil naftalene (Thomson, 1991), che ha la caratteristica di favorire notevolmente la discriminazione alfa/beta. Negli ultimi anni gli scintillanti basati sui naftaleni sostituiti hanno incontrato un crescente successo ed una sempre maggior diffusione commerciale. Anche gli autori che applicano il metodo del conteggio del campione in fase omogenea con il liquido scintillante hanno oggi la possibilità di utilizzare liquidi scintillanti a base di naftaleni sostituiti. Sono disponibili in letteratura confronti diretti delle prestazioni di varie miscele commerciali (Salonen, 1993) Modalità di conteggio Le concentrazioni in attività di Rn nelle acque di falda sono solitamente abbastanza elevate (superiori ad 1 Bq/kg) rispetto alle sensibilità tipiche delle misure in scintillazione liquida, quindi la scelta delle modalità e dei tempi di conteggio non è particolarmente critica. Buoni risultati possono essere ottenuti con misure di durata relativamente breve (da 10 a 60 minuti), impostando i protocolli standard forniti dal manuale d uso dello strumento o determinati in modo da ottenere la miglior figura di merito e senza utilizzare l opzione di discriminazione alfa-beta (Schonofer-3, 1989). Le efficienze di rivelazione dipendono dal tipo di liquido scintillante, dalla procedura e dallo strumento 13

15 utilizzati ma sono comunque elevate e normalmente comprese tra il 400 % e il 450% (cfr..1.1.). Utilizzando uno strumento a basso fondo e la procedura di estrazione in doppia fase già descritta è possibile ottenere minime attività rivelabili (M.A.R.) di circa 0,3 Bq/kg. Qualora fosse necessario raggiungere sensibilità di misura più elevate, ad esempio nel caso dell analisi di acque superficiali, è possibile, oltre ad allungare i tempi di conteggio, applicare anche l opzione di discriminazione alfa-beta. Nello spettro alfa si osservano i conteggi derivanti da soli tre decadimenti invece che cinque, tuttavia l efficienza di rivelazione è prossima al 300% (Schonofer ) ed il fondo è notevolmente più basso che nello spettro non discriminato. E possibile in queste condizioni ottenere M.A.R. inferiori di un ordine di grandezza (0,03 Bq kg c.a.) a quelle precedentemente citate con tempi di conteggio di alcune ore (Salonen, 1993). Se si adotta la tecnica di misura in fase omogenea, la determinazione del parametro di discriminazione alfa-beta si effettua, come di consueto, eseguendo misure preliminari di alfa emettitori e beta emettitori puri in condizioni simili a quelle del campione reale. Se invece si utilizza la tecnica di misura in doppia fase (ASTM, 1979) questa operazione è più complessa in quanto non sono disponibili alfa e beta emettitori puri che possano essere estratti dai liquidi scintillanti impiegati nella procedura; è necessario quindi procedere per tentativi fino ad ottenere il parametro di discriminazione ottimale. Si riporta infine che alcuni autori hanno utilizzato per la determinazione del Rn in basse concentrazioni (sino a circa 0,05 Bq/l) una tecnica di estrazione con solventi accoppiata ad un conteggio Cerenkov (Al Masri, 1999). La taratura del metodo in fase eterogenea viene spesso effettuata utilizzando una soluzione di riferimento di 6 Ra e misurando il radon prodotto dal suo decadimento (ASTM, 1979; Hahn, 1991). 10 ml di soluzione di 6 Ra e 10 ml di scintillante vengono trasferiti in una fiala per scintillazione. Il radon prodotto dal decadimento del radio viene estratto dal liquido scintillante e misurato al raggiungimento delle condizioni di equilibrio radioattivo (circa 0 giorni). Il trasferimento del radon nella fase organica è continuo e di conseguenza la concentrazione in attività di radon nel liquido scintillante rimane costante nel tempo; il campione di riferimento così preparato può essere pertanto misurato anche a tempi superiori a quelli necessari al raggiungimento dell equilibrio radioattivo, fatta salva la verifica della non degradazione del liquido scintillante (Kinner, 1991). Alcuni autori (Horiuchi,1994) combinano all efficienza di conteggio un termine di efficienza di estrazione, peraltro prossimo al 100%, che tiene conto della distribuzione del radon tra le tre fasi presenti nelle fiale di scintillazione (aria, acqua, liquido scintillante). Quando viene utilizzata la tecnica di misura in fase omogenea la stima dell efficienza deve essere effettuata sottraendo dai conteggi misurati il contributo del 6 Ra; ciò è possibile eseguendo una prima misura subito dopo l aggiunta dello standard di radio, dopo avere completamente eliminato il radon presente per riscaldamento o per gorgogliamento del campione (Salonen, 1993), e quindi rimisurando il campione al raggiungimento dell equilibrio secolare tra radio e radon. Una interessante alternativa, applicabile ad ogni tecnica di misura, consiste nell utilizzare una soluzione di riferimento di Rn in acqua che, tuttavia, non è sempre facilmente disponibile... Verifiche sperimentali condotte dall ARPA Lombardia Si riportano di seguito i risultati delle prove per la misura del radon in acqua utilizzando la tecnica della scintillazione liquida condotte presso l ARPA Lombardia; particolare attenzione è 14

16 stata dedicata all ottimizzazione delle condizioni di campionamento e misura. Poiché le indicazioni riportate in letteratura non sono sempre univoche sono state effettuate verifiche sperimentali relative ai seguenti aspetti: - metodi di prelievo e trasferimento del campione - scelta del tipo di fiale e di liquido scintillante - modalità di conteggio e di stima dell efficienza L analisi critica dei risultati ottenuti ha portato, in ultima istanza, alla definizione di una procedura di misura standard ed alla stesura della relativa istruzione operativa, riportata in Appendice 1. La ripetibilità del metodo è stata verificata sperimentalmente, ed i risultati sono riportati alla fine di questo capitolo...1. Materiali e metodi Ove non altrimenti specificato, il campione di acqua viene prelevato con le modalità oltre descritte in dettaglio (App. 1; Vitz, 1991) mediante una siringa in vetro con pistone teflonato Hamilton Gastight 1010 da 10 ml, e trasferito in fiale Zinnser polyvials SLD di polietilene teflonato contenenti 10 ml di cocktail Optiscint (Wallac); l ago della siringa è inserito sotto il livello del liquido scintillante. Il campione d acqua prelevato viene pesato nella fiala per differenza mediante una bilancia analitica a 4 decimali. Dopo un tempo di attesa di almeno 4 ore, necessario per il raggiungimento delle condizioni di equilibrio radioattivo tra il radon ed i suoi prodotti di decadimento a vita breve, il campione è misurato per 1 ora con uno scintillatore liquido a basso fondo Quantulus 10 (Wallac) dotato camera di misura termostatata a +16 C. Le valutazioni quantitative sono effettuate utilizzando i conteggi dello spettro totale (alfa + beta) nell intervallo di canali , corrispondente indicativamente all intervallo di energia kev. L efficienza del metodo è stata determinata utilizzando come sorgente di taratura una soluzione di riferimento di 6 Ra Amersham. Le eventuali diluizioni ed i campioni di bianco sono preparati utilizzando acqua deionizzata mediante un sistema MilliQ Academic (Millipore) e bollita sotto agitazione per 30 circa. La valutazione dell incertezza associata a tutte le misure effettuate nel nostro Laboratorio (sia di efficienza che di concentrazione di attività), qualunque sia la tecnica di misura, è stata effettuata tramite la stima dell incertezza tipo composta (UNI CEI ENV 13005, 000). Particolare cura è stata posta nell identificazione dei diversi termini che vi contribuiscono, con particolare riferimento a quelli associati alle fasi di prelievo dei campioni. Nel caso delle valutazioni di efficienza attraverso misure ripetute, si è assunto come valore di efficienza da utilizzare nella misura di campioni incogniti la media di tutti i valori misurati e come incertezza lo scarto tipo sperimentale della media.... Confronto sui metodi di prelievo e trasferimento del campione Sono state inizialmente verificate le modalità di prelievo del campione e quelle di trasferimento nella fiala per scintillazione. In prima istanza sono state confrontate le prestazioni di una siringa in vetro a tenuta di gas (Hamilton Gastight 1010) rispetto a quelle di una siringa in plastica di tipo usa e getta ad ago grosso (Foto 1), utilizzando in entrambi i casi le modalità di prelievo standard (App. 1; Vitz, 1991) (Foto ). 15

17 In Tabella sono riportati i risultati delle tre prove consecutive effettuate con ogni tipo di siringa. Tab. : Confronto delle concentrazioni in attività di Rn in aliquote di campioni prelevati con siringa in vetro a tenuta di gas e siringa in plastica Prelievo 1ª misura (Bq/kg) ª misura (Bq/kg) 3ª misura (Bq/kg) Media (Bq/kg) Scarto tipo (Bq/kg) Siringa in vetro 6,00 ± 0,48 5,68 ± 0,46 5,97 ± 0,48 5,88 0,18 Siringa in plastica 5,71 ± 0,46 5,37 ± 0,44 6,33 ± 0,50 5,80 0,49 Le medie dei due gruppi di prove non sono significativamente diverse. Successivamente è stato confrontato il prelievo mediante siringa di vetro a tenuta di gas con quello a pressione positiva (Dusembury, 199); anche in questo caso sono state effettuate 3 ripetizioni per ogni tipo di prelievo. Il dispositivo di trasferimento in pressione positiva è stato preparato connettendo, mediante un tubo in plastica, l uscita inferiore di una colonna in vetro munita di rubinetto ad una pipetta (Foto 3). Nella colonna è stato inserito un secondo tubo collegato al rubinetto di erogazione di rete. La colonna è stata quindi riempita in condizioni di flusso moderato lasciando tracimare l acqua per circa 30 minuti, lasciando aperto anche il rubinetto inferiore. Tre aliquote di circa 10 ml sono state infine prelevate inserendo la pipetta nella fiala contenente il liquido scintillante, sotto il livello del liquido. I risultati sono riportati in Tabella 3. Tab. 3: Confronto delle concentrazioni in attività di Rn in aliquote di campioni prelevati con pressione negativa (siringa) e positiva Prelievo Pressione negativa (siringa in vetro) 1ª misura (Bq/kg) ª misura (Bq/kg) 3ª misura (Bq/kg) Media (Bq/kg) Scarto tipo (Bq/kg) 4,66 ± 0,38 5,16 ± 0,4 4,37 ± 0,36 4,73 0,40 Pressione positiva 4,79 ± 0,39 5,00 ± 0,41 4,94 ± 0,40 4,91 0,11 Anche in questo caso le medie dei due gruppi di prove non sono significativamente diverse. Infine sono stati confrontati i risultati che si ottengono prelevando e preparando contestualmente il campione per l analisi rispetto a quelli che si ottengono prelevando il campione in contenitori di vetro o polietilene, trasportandoli in tempi ragionevoli in laboratorio e quindi preparando il campione per l analisi. Le prove sono state effettuate come di seguito descritto. Da uno stesso rubinetto (acqua di rete del laboratorio) sono state prelevate e preparate tre aliquote di campione per la misura con preparazione diretta della fiala di scintillazione secondo le modalità precedentemente descritte (prelievo con siringa in vetro a tenuta di gas in condizioni di pressione negativa). Contemporaneamente, sono state riempite una bottiglia in vetro ed una in polietilene da 500 ml adottando le cautele necessarie ad evitare perdite di radon dal campione: il 16

18 riempimento è stato effettuato lasciando tracimare lentamente il liquido in eccesso per 15 minuti circa, quindi le bottiglie sono state chiuse con tappi a tenuta (il tappo della bottiglia in vetro era dotato di controtappo in teflon) avendo cura di evitare la formazione di un battente d aria. Le bottiglie sono state trasportate in auto da e per il laboratorio (50 km c.a.) ed analizzate dopo 4 ore (tre prelievi ciascuna). I risultati sono riportati nella Tabella 4. Tab. 4: Confronto delle concentrazioni in attività di Rn in aliquote di campioni prelevati direttamente e dopo trasporto Contenitore Misura 1ª misura (Bq/kg) ª misura (Bq/kg) 3ª misura (Bq/kg) Media (Bq/kg) Scarto tipo (Bq/kg) Nessuno immediata 5,8 ± 0,46 5,83 ± 0,46 5,57 ± 0,44 5,74 0,15 Vetro dopo 4 ore 5,13 ± 0,44 4,93 ± 0,43 5,58 ± 0,47 5,1 0,33 Polietilene dopo 4 ore 4,97 ± 0,43 4,39 ± 0,39 4,45 ± 0,39 4,60 0,3 L analisi statistica evidenzia che la concentrazione di radon misurata nel campione trasportato in polietilene è significativamente inferiore alle medie relative agli altri due casi, che sono tra loro confrontabili. Riassumendo, pur considerando l esiguità del numero di prove effettuate, non si osservano differenze significative tra i risultati ottenuti prelevando i campioni con siringa in vetro, in plastica e mediante tecnica in pressione positiva. Allo stesso modo, il trasporto del campione in contenitori di vetro non comporta perdite significative di radon dall acqua. L unica differenza si osserva quando il campione è conservato in contenitori in polietilene prima dell esecuzione dell analisi; in questo caso la perdita di radon dal campione è significativa (dell ordine del 15%). Risultati parzialmente differenti si potrebbero forse ottenere con campioni che contengono quantità di radon più elevate: in questo caso la diminuzione dell incertezza di misura, dovuta alla migliore statistica di conteggio, potrebbe evidenziare differenze nell efficacia delle diverse tecniche di campionamento altrimenti non apprezzabili...3. Confronto tra fiale di scintillazione e tra liquidi scintillanti Sono stati confrontati i risultati ottenuti utilizzando i principali liquidi scintillanti commercialmente disponibili misurati in fiale sia di vetro a basso contenuto di potassio che di polietilene teflonato. Date le indicazioni riportate in letteratura sulla permeabilità al radon delle fiale di polietilene si è ritenuto di poterle escludere a priori da questa fase dei test. Le prove sono state effettuate su campioni tracciati con 10 ml di soluzione di riferimento di 66 Ra, preparati secondo le modalità descritte nel paragrafo seguente (..4.); in questo modo è stato possibile ottenere anche indicazioni sull efficienza propria delle diverse combinazioni di fiale e liquidi scintillanti utilizzati. 17

19 Tutti i campioni sono stati misurati dopo 0 giorni dalla preparazione per consentire l instaurarsi delle condizioni di equilibrio radioattivo tra 6 Ra e Rn. Al termine della crescita i campioni sono stati agitati per 30 secondi e misurati dopo 4 ore come specificato in..1. I risultati sono riportati in Tabella 5 e in Figura. Gli spettri relativi ai diversi campioni sono riportati nelle Figure 3-5. Tab. 5: Confronto delle prestazioni di alcuni liquidi scintillanti e delle fiale in vetro e polietilene teflonato Prova Liquido scintillante Fiala Risoluzione ( Rn) Risoluzione ( 18 Po) Risoluzione ( 14 Po) Effic. (%) Fondo (cpm) 1 Optifl. O vetro 9,57 * -- 4, 95 ± 5 71,8 ± 8,5 NEF vetro 5,13 3,0, ± 18 7,1 ± 8,5 3 Optiscint vetro 1,68 1,63 1, ± 0 74,1 ± 8,6 4 Optifl. O PET tefl. 7,08 * -- 1, ± 0,6 ± 0,05 5 NEF PET tefl. 3,01,9 1, ± 5,5 ± 0,05 6 Optiscint PET tefl. 0,98 0,96 0, ± 0,6 ± 0,05 *: Risoluzione complessiva del picco somma di Rn+ 18 Po Le fiale in polietilene teflonato forniscono risultati migliori rispetto a quelle in vetro: la risoluzione è generalmente maggiore, l efficienza è più elevata ed il fondo è decisamente più basso. La scelta delle fiale in polietilene teflonato appare quindi sicuramente preferibile, ed ai risultati che si ottengono con questo tipo di fiale è limitata la parte successiva della discussione. Le differenze tra i vari liquidi scintillanti per quanto riguarda l efficienza ed il fondo non sono rilevanti ai fini pratici: le sensibilità analitiche sono infatti in ogni caso ampiamente sufficienti a misurare le quantità di radon normalmente presenti nelle acque sotterranee. La risoluzione dell Optifluor O è peggiore di quella degli altri due liquidi scintillanti. Nelle prove sperimentali si è osservato che il NEF e l Optifluor O presentano una separazione veloce e netta delle due fasi poco dopo l agitazione, mentre l Optiscint (a base di diisopropilnaftalene) produce una piccola interfase schiumosa che scompare entro poche ore, e pertanto non interferisce con la misura del campione che comunque viene effettuata dopo almeno 3 ore dalla preparazione. Si osserva inoltre che l Optiscint presenta una minor tensione di vapore (e quindi ridotta presenza di odori irritanti e fastidiosi) e maggior biodegradabilità, ed è quindi preferibile in termini di compatibilità ambientale. 18

20 EFFICIENZA (%) Vetro PET OPTIFLUOR O Vetro PET NEF Vetro PET OPTISCINT FONDO (cpm) Vetro PET OPTIFLUOR O Vetro PET NEF Vetro PET OPTISCINT Fig. : Efficienze e fondi di alcuni cocktail scintillanti in fiale di vetro e polietilene teflonato 19

21 La scelta dell Optiscint è quindi complessivamente preferibile. Si osserva anche che questo liquido scintillante dà buoni risultati in termini di discriminazione delle componenti spettrali alfa e beta; poiché il fondo associato alla componente alfa è normalmente prossimo a zero, le misure effettuate utilizzando la sola componente alfa, pur presentando altre criticità, consentono di ottenere livelli di sensibilità notevolmente migliori. Questa modalità analitica è quindi applicabile nei casi in cui è necessario ottimizzare la sensibilità del metodo (ad esempio nella misura delle acque superficiali). Una ulteriore, necessaria verifica riguarda la capacità di tenuta dell insieme fiala in polietilene teflonato + Optiscint rispetto al radon disciolto nel campione. La prova è stata effettuata misurando ripetutamente, nel corso di due settimane, alcuni campioni contenenti almeno alcune decine di Bq di radon disciolto. Si è osservato che il decadimento dell attività segue in modo stretto la legge di decadimento fisico del radon, e che pertanto la tenuta del sistema è garantita. Fig. 3: Spettro α+β di Rn con Optifluor O in fiala di vetro (verde) e in fiala di polietilene teflonato (rosso) Fig. 4: Spettro α+β di Rn con Optiscint in fiala di vetro (verde) e in fiala di polietilene teflonato (rosso) 0