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Información general sobre el gas radón (222Rn)


Índice


El Radón

No hace tanto tiempo, cuando se hablaba de protección radiológica, se entendía como aplicada a la radiactividad artificial, resultado de la manipulación del átomo por el ser humano. Los niveles de radiación en un lugar concreto se referían a niveles por encima del fondo natural de ese mismo lugar. Actualmente, esta concepción ha cambiado, y el problema de salud pública que genera la concentración de radón y sus descendientes en el agua de consumo o en el interior de las viviendas, ha hecho tomar conciencia de que lo que hasta ahora se consideraba un fondo despreciable tiene que, cuando menos, ser determinado para su correcta evaluación.


Naturaleza

rdesr

Figura 1: Esquema de desintegración del 238U

Como vemos en las Figuras 1, 2, y 3, una característica común a todas las cadenas radiactivas naturales es la existencia de isótopos del radón. Con un número atómico de Z=86, el Rn es el gas monoatómico más pesado de la naturaleza. Es incoloro, inoloro, e insípido, y siendo un gas noble, carece prácticamente de actividad química frente a otros elementos de la tabla periódica. La reducida actividad química que caracteriza a todos los gases nobles no impide que existan agregados de radón basados en fuerzas de Van der Waals. Cuanto más pesado es el gas noble, mayor será la facilidad que presentan sus átomos, con capas electrónicas completas, de deformarse adquiriendo momentos dipolares, lo que les confiere su facilidad para la licuación, así como su alta solubilidad en agua (que decrece rápidamente con la temperatura (510, 230 y 169 cm3/Kg a 0ºC, 20ºC y 30ºC, respectivamente)) y otros líquidos polares. En compuestos orgánicos, tiende a formar clatratos, aumentando su solubilidad (a excepción de la glicerina).

El radón presenta una gran facilidad para ser adsorbido por una gran variedad de sólidos (como el carbón activo), dada la relación existente entre esta propiedad y la facilidad para condensarse, al ser el estado adsorbido un estado condensado.

Por su naturaleza gaseosa, se difunde fácilmente a través de diferentes medios. Así, para el aire, su coeficiente de difusión es D=1x10-1 cm2/s, mientras que para el agua es de D=1.13x10-5 cm2/s, siendo más difícil su difusión en este último medio.

Se conocen tres isótopos del radón: 222Rn, 220Rn y 219Rn, denominados respectivamente radón, torón y actinón, por razones históricas. Son radiactivos, y cada uno de ellos forma parte de una cadena radiactiva natural diferente. Así, el 222Rn es un eslabón de la cadena radiactiva del 238U (Figura 1), el 220Rn de la del 232Th (Figura 2), y el 219Rn de la del 235U que, como vemos en la Figura 3, pasa por el 227Ac, de donde procede el nombre histórico. Estos isótopos del radón constituyen los únicos elementos gaseosos de sus respectivas cadenas radiactivas.

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Figura 2: Esquema de desintegración del 232Th

Mientras que normalmente un elemento estable se considera formado por unas proporciones establecidas de sus isótopos, en este caso, dadas sus cortas vidas medias, la concentración de estos isótopos en el medio ambiente, dependerá de la abundancia de sus padres y del periodo de desintegración de los mismos.

El isótopo más estable del radón es el 222Rn (T1/2=3.82 días), denominándose genéricamente radón. El 222Rn es hijo directo del 226Ra a través de una desintegración α. Sus productos de desintegración forman una serie de radionucleidos, de vida media corta, que decaen en cuestión de horas a 210Pb, el cual tiene una vida media de 22 años (Figura 1). Debido a sus cortas vidas medias, los hijos del radón se aproximan rápidamente al equilibrio con su padre. Asumiendo que la concentración de todos los hijos de un núcleo son inicialmente cero, la concentración de un núcleo cualquiera de la cadena de desintegración vendría dada por la Ecuación 1 (Ecuaciones de Bateman):

eq1
Ecuación 1

rdesurr

Figura 3: Esquema de desintegración del 235U

Según esta ecuación, el 226Ra tardará unos 30 días en alcanzar el equilibrio secular con el 222Rn, mientras que el 222Rn tardará apenas 3.5 horas en alcanzarlos con sus hijos de periodo corto.

El actinión (219Rn), debido a su periodo de semidesintegración (T1/2= 3.96 s), presenta una limitada capacidad de migración. Esto, unido a la abundancia isotópica de 235U en el uranio natural ( 0.711% ) (Amgarou, K. , 2002), hace que su presencia en la atmósfera sea despreciable, así como su posible contribución a la dosis debida a radón. Por otra parte, el 232Th es más abundante que el 238U en la corteza terrestre, pero su probabilidad de desintegrarse es menor, con lo que la cantidad de 222Rn en el suelo será similar a la de 220Rn. El torón tiene una vida media apenas 55.6 s, lo que inhibe su movilidad respecto a la presentada por el radón. Por lo tanto, en cualquier atmósfera, el isótopo dominante del radón será el 222Rn.

Una vez en la atmósfera, la desintegración del 222Rn y 220Rn produce isótopos de polonio, plomo y bismuto, así como talio en el caso del 220Rn. Estos son metales pesados, muy activos químicamente, que rápidamente formarán moléculas en fase condensada. Unidos a partículas de polvo, forman aerosoles radiactivos que pueden ser inhalados.

En condiciones normales, el 222Rn constituye la mayor fuente de exposición a la radiación natural en humanos (50% del total de radiación natural redibida según Baeza et al., 2003 y el 43% de la dosis anual según Naciones Unidas (UNSCEAR, 2000; Figura 4)). La peligrosidad de la exposición a altas concentraciones de radón, no proviene de este gas en sí, sino de su progenie, que son elementos emisores de partículas α en estado sólido, que se fijan al tejido pulmonar radiándolo. Los productos de desintegración del 222Rn se pueden dividir en dos grupos: los de vida media corta, que incluye el 214Pb, 214Bi y 214Po, y los de vida media larga, entre los que están el 210Po, 210Pb y 210Bi. Dado que el elemento de mayor vida media del primer grupo tiene una T1/2 de 27 minutos, toda la secuencia de desintegraciones se puede completar antes de que los diferentes sistemas de limpieza presentes en el cuerpo humano los puedan eliminar (Amgarou, K. ,2002). La energía cinética de las partículas emitidas se disipa en el seno de la materia celular, bien mediante la creación de iones y radicales libres, o bien rompiendo directamente moléculas clave (como la de ADN), circunstancia que puede acarrear problemas graves de salud (Barros-Dios J.M. et al. 2002). Por otra parte, el grupo de vida media larga contribuye poco a la exposición a la que se ven sometidos los pulmones, puesto que el primer nucleido, el 210Pb, tiene una vida media de 22.3 años, con lo que tendrá una alta probabilidad de ser eliminado por el propio organismo antes de su desintegración. Una fracción pequeña del radón atraviesa los capilares sanguíneos, incorporándose a la sangre, que lo distribuye por el organismo, pudiendo acumularse en el tejido adiposo (Garzón Ruipérez L., 1992).

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Figura 4: Diagrama proporcional de la dosis anual recibida por el Ser Humano a lo largo del año (UNSCEAR, 2000).

El caso del 220Rn es diferente. En su cadena no existen hijos de largo periodo de semidesintegración, siendo el radionucleido más importante de su cadena el 212Pb, con una vida media de 10.64 horas, tiempo durante el cual puede ser absorbido y pasar al torrente sanguíneo, siendo así transportado a otros órganos.

La exposición al radón ocurre, mayormente, por su inhalación en recintos deficientemente ventilados. También puede asimilarse radón y sus descendientes, vía la ingestión del mismo, bien sea disuelto en agua, (en balnearios e incluso edificios particulares, las concentraciones de este gas en ambos medios están relacionadas entre si (Soto J. et al. 1991)), o bien a través del consumo de vegetales, y más notablemente con el tabaco (Misdaq M.A.; Flata K., 2003).

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Focos de radón

El radón existente en la naturaleza procede exclusivamente de la desintegración del 226Ra (Figura 1). Un material que contenga 226Ra es, por tanto, una fuente de átomos de radón que se dispersan (al mismo tiempo que se desintegran) en el seno del material, dando lugar a concentraciones de ese gas, tanto en el interior como en el exterior del mismo.

Cuando se produce una desintegración , el balance de masas y energías nos lleva a la siguiente ecuación:

eq2
Ecuación 2

Donde Q es la energía de la reacción. Suponiendo X en reposo, se puede plantear el sistema de ecuaciones:

eq3
Ecuación 3

eq4
Ecuación 4

Sustituyendo la Ecuación 3 en la Ecuación 2:

eq5
Ecuación 5

O lo que es lo mismo:

eq6
Ecuación 6

Donde,

eq7
Ecuación 7

es la energía de retroceso (ER) del núcleo resultante. Sustituyendo las masas del 222Rn y de un núcleo de 4He, se observa que la energía de retroceso del átomo de radón será tan solo un 2% de la existente en la reacción, cediéndose el resto a la partícula α. Como consecuencia, el átomo de radón tendrá un poder de penetración que, aunque sea muy inferior al de la partícula , será una circunstancia importante a la hora de considerar la liberación de este gas (exhalación) por un material con contenido en 226Ra.

El mayor volumen de materiales emisores de gas radón lo presenta la corteza terrestre (Garzón Ruipérez L., 1992). El 226Ra se encuentra presente en los materiales de la corteza en concentraciones dependientes del tipo de roca. Así, mientras que las rocas basálticas poseen 1 ppm de uranio y las areniscas, al igual que las carbonatadas, 0.5 ppm , las arcillosas y graníticas poseen 3.5 ppm, mostrando estas últimas un mayor potencial emisor de radón (García Pomar et al., 2003). Mediciones realizadas en regiones de suelo arcilloso (Quindós et al., 1992), dan niveles más bajos que las realizadas sobre terrenos graníticos, lo cual lleva a la cuestión de que además de poseer 226Ra, los suelos han de permitir la salida del radón.

La corteza terrestre constituye un sistema de gran complejidad. El material que la constituye se puede tratar como un sólido no compacto, existiendo entre los diferentes granos que lo forman poros y capilares (según sea su geometría). Estos poros pueden considerarse como pequeñas cavidades llenas de aire y rodeadas de partículas de mineral, que puede contener en su superficie o en su interior átomos de radio. Los átomos de radón resultado de la desintegración del radio, poseerán una energía cinética dada por la Ecuación 7, que irán perdiendo por ionización y excitación atómica en su interacción con la materia, según la ecuación de Bethe-Bloch:

eq8
Ecuación 8

Donde Zeff es la carga efectiva del átomo de radón, β= ν/c, con ν la velocidad de la partícula, e y me la carga y masa del electrón respectivamente, ε0, Tmax e I son la permitividad eléctrica, Tmax la máxima energía transferida y el potencial de ionización respectivamente del medio, un factor de corrección por polarización del mismo, y U una corrección para baja velocidad que tiene en cuenta la participación de electrones de las capas internas de los átomos. El cálculo teórico de la Ecuación 8 no es trivial, y depende de la composición exacta de cada medio.

La distancia recorrida por el átomo de radón en el medio vendrá dada por:

eq9
Ecuación 9

Cuanto mayor sea L(E) en comparación con las dimensiones del grano de mineral sede de la desintegración, mayor será la probabilidad de que el átomo de 222Rn pueda incorporarse al aire del poro. Si no es así, queda retenido en el grano de mineral. Este efecto viene cuantificado por la magnitud "poder emanador" (η, [η ]=Bq/g), como la fracción de la actividad de radio que es efectiva en la incorporación del radón al aire que llena los poros.

Según lo dicho, León Garzón demostró (Garzón Ruipérez L., 1992) que la intensidad de emisión de gas radón de una fuente sólida viene dada por:

eq10
Ecuación 10

Donde CPa sería la concentración del radionucleido padre, d la densidad del material, η el poder emanador y ε la porosidad del material.

Los mecanismos que gobiernan el transporte del radón desde la corteza terrestre hacia la atmósfera son muy complejos y difíciles de modelizar. En general, según un sencillo modelo (Garzón Ruipérez L., 1992), la diferencia de concentración entre el radón presente en la atmósfera y el presente en el subsuelo es el responsable de la movilización del radón presente en las grietas y poros del terreno conectados con el exterior. Esta fuga de radón del suelo establece un perfil de concentración con la profundidad dado por:

eq11
Ecuación 11

Donde z es la profundidad, Q vendría dado por la Ecuación 10, λ sería la constante de semidesintegración del 222Rn (en principio todo lo dicho sería también válido para el 220Rn), y D el coeficiente de difusión.
Según la Ecuación 11, la concentración de gas crece con la profundidad, desde z=0 (superficie del suelo, donde no existe concentración de gas), hasta alcanzar una capa límite de saturación.

La "longitud de difusión" se define como eq11a, con lo cual, para una profundidad z=L, obtendríamos el 63% del máximo de concentración, y para z=7L aproximadamente, C(z)≈ Q/λ , que es el valor máximo de concentración.

La Ley de Fick describe la difusión en diversas situaciones. Cuando existen gradientes de concentración de una sustancia, se produce un flujo de partículas que tiende a uniformizar la concentración. El flujo irá en sentido opuesto al gradiente, y si este es débil, se podrá aproximar por:

eq12
Ecuación 12

Sustituyendo la Ecuación 11 en la Ecuación 12, a la altura del suelo (z=0), obtendremos:

eq13
Ecuación 13

Ahora, la emisión del gas se produce a través de los poros que intersecan la superficie, con lo que la expresión ha de corregirse por el factor de porosidad, al considerarse una superficie efectiva menor, quedando:

eq14
Ecuación 14

En función de la concentración del progenitor del gas, sustituyendo la Ecuación 10 en la Ecuación 14, quedaría:

eq15
Ecuación 15

A Φ0 se le denomina "exhalación", y nos da el número de átomos de gas que abandonan el suelo por segundo y cm2 de terreno.

Por lo tanto, la exhalación del terreno dependerá únicamente de la concentración del radionucleido padre, de la densidad del terreno y del poder emanador del mismo. Además, observando la dependencia con la constante de desintegración, podemos observar que en las mismas condiciones la exhalación de 220Rn, será 77 veces inferior que la de 222Rn.

Galicia, asentada sobre suelos graníticos especialmente fracturados, posee, según esta aproximación teórica, todas las características necesarias para presentar unos niveles altos de emanación de gas radón en sus suelos. Todos los estudios llevados a cabo hasta la fecha refrendan este hecho, y confieren a nuestra comunidad el calificativo de zona de alto riesgo de contaminación por radón.

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El gas radón en el interior de los edificios

Nuestras viviendas constituyen una suerte de transición entre el suelo y la atmósfera. Así, cabe esperar que la concentración de los diversos isótopos del radón se encuentre a medio camino entre los valores correspondientes a un medio y al otro.

El hecho de que, al menos en nuestras latitudes, pasemos la mayor parte del tiempo (entre un 80 y un 90%) en interiores (Garzón Ruipérez L., 1992), respirando aire con radón y descendientes, hace especialmente interesante el estudio de los valores de concentración de este gas que podamos encontrar dentro de nuestras casas y puestos de trabajo, así como de las mejores formas de medir y cuantificar estos valores.

Tratar de comprender el comportamiento del gas radón en el interior de un edificio no es trivial. Existe una gran cantidad de factores que intervienen en el mismo. Desde el tipo de edificación, pasando por el uso de la misma y los hábitos del personal que la habita, hasta su aislamiento y la calidad de los materiales empleados en su construcción.

El gas radón producido por el 226Ra presente en el suelo, es el principal foco de la radiactividad existente en el interior de las edificaciones, a las cuales entra principalmente a través de grietas de los cimientos, las paredes, huecos pared/cañería, e incluso por las propias cañerías del los cuartos de baño, así como por difusión a través de los cerramientos en contacto con el suelo (Figura 5).

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Figura 5: Posibles entradas de gas 222Rn en el interior de una edificación. En la práctica, la principal fuente de 222Rn es el suelo (A, B, C y D) y, en el caso H, el efecto de ventilación de las ventanas, normalmente, un factor de disminución de la concentracion.

Una vivienda no es un sistema estanco. Existe un intercambio continuo de aire con el exterior. Según un modelo sencillo (Garzón Ruipérez L., 1992), suponiendo una construcción apoyada directamente sobre el suelo, sin divisiones interiores, donde la única superficie emisora de radón es el suelo o el área situada alrededor de la vivienda, se podría aproximar la concentración interior mediante la expresión:

eq16
Ecuación 16

Donde Φ0 (Ecuación 15) es la exhalación del terreno, hi la altura interior de la vivienda, λ la constante de desintegración , v la velocidad de intercambio de aire con el exterior y Cext la concentración de radón en el exterior.

Resumiendo, aún considerando las limitaciones del modelo, de la Ecuación 16 se deduce que si λv→h, Cint≈Cext, es decir, una correcta ventilación es el mejor arma para luchar contra la acumulación de radón en el aire del interior de un edificio.

Tras la velocidad de intercambio de aire con el exterior, el segundo parámetro más importante de la Ecuación 16 es la exhalación del terreno (Φ0). Una ojeada al mapa geológico de la zona, y una correcta interpretación de los datos en él recogidos, puede dar una buena idea de donde es más probable encontrar niveles altos de concentración de gas radón en el interior de los edificios.

Debido a lo básico de este modelo, no se ha considerado que al parámetro de exhalación pueden contribuir otros factores al margen de la emisión propia del suelo del edificio. Así, pueden existir otros focos de radón que participan, a menor escala, en el aumento de la concentración de este gas en la atmósfera interior de los edificios. Los materiales de construcción, especialmente cementos de bajo coste y calidad, realizados a base de escorias de la industria metalúrgica, pueden convertir los cerramientos y divisiones del edificio en emisores de gas radón. El intervalo de concentración de 226Ra en los hormigones utilizados en Europa es de entre 33.3 y 74 Bq/Kg, mientras que para el 232Th es de entre 29.6 y 85.1 Bq/Kg. En ladrillos y cementos esta concentración es un 50% superior, mientras que yesos y escayolas presentan concentraciones un 5% inferiores. La madera es, en principio, el elemento de construcción y recubrimiento menos radiactivo. En EE.UU., sin embargo, los valores son ligeramente superiores, aunque congruentes con los europeos. En cualquier caso, la utilización de materiales zonales en la preparación de los materiales de construcción, puede conducir a anomalías. Así, en algunas casas suecas construidas a mediados del siglo XX, se utilizó un árido obtenido a partir de un esquisto alumínico natural que contenía 1480 Bq/Kg de 226Ra (Garzón Ruipérez L., 1992). Ahora bien, la concentración de 226Ra en los materiales no tiene porqué estar asociada directamente con la exhalación. Tomando como general la Ecuación 10, los diferentes parámetros intervinientes en la misma pueden variar enormemente de un material a otro y entre diferentes casas comerciales.

Otra fuente de radón, puede ser el agua corriente. El agua puede contener radón disuelto en altas cantidades cuando proviene de acuíferos subterráneos y no ha sido tratada convenientemente. Este radón es liberado a la atmósfera a temperatura ambiente, favorecido por el incremento de superficie que se produce a la salida del agua, principalmente en duchas. Obviando el hecho de que el radón puede ser ingerido con el agua, la contribución a la actividad de este gas en el aire, puede llegar a ser una importante fuente de contaminación en instalaciones de determinados balnearios (Soto J. et al., 1991), pero también en casas particulares, aunque en menor medida (Garzón Ruipérez L., 1992).

Finalmente, el gas suministrado como combustible doméstico, puede contener también gas radón susceptible de ser liberado al medio, en una cantidad que dependerá del tiempo trascurrido entre su extracción y su suministro al consumidor final, pero que en algunos países puede ser el responsable del 30% de la concentración de 222Rn en atmósferas interiores (Sajo Bahus et al., 1995).

El radón que pasa a la atmósfera exterior por exhalación del terreno, es rápidamente dispersado por el viento y las corrientes térmicas convectivas. Esta distribución del gas se lleva a cabo en una determinada capa de la atmósfera cuya altura varía a lo largo del día, aumentando durante las horas de sol, y disminuyendo por la noche, por lo que, durante las horas nocturnas, se producirá una mayor acumulación de este gas sobre las capas próximas a la superficie. Esto introduce un ciclo diario en el parámetro Cext de la Ecuación 16. Este parámetro se ve, además, influenciado por las condiciones atmosféricas del momento en relación a las precipitaciones (el agua tapa los poros del terreno, así como el hielo), velocidad y dirección del viento (el viento proveniente de tierra firme arrastra más radón que el proveniente del mar, debido a que este último presenta una menor exhalación), temperatura, humedad y presión atmosférica.

El modelo considerado en la Ecuación 16, una vez más debido a su sencillez, tampoco considera que el movimiento del gas en el interior del edificio, así como su entrada directa a través de grietas, se rige por la acción de la difusión turbulenta, frente a la difusión molecular, mucho menos eficiente en este caso. Los procesos de transporte, dependen de características ambientales como la presión, temperatura y humedad, frente a los de difusión molecular, que tan solo dependen de las características de la matriz. Por ello, tanto las características climáticas del lugar, como las condiciones ambientales reinantes en el interior del edificio, influirán sobre la presencia y acumulación de radón en su atmósfera interior.


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Ciclos de variabilidad de la concentración de gas radón en interiores

La concentración de gas radón, tanto dentro como fuera de los edificios, viene caracterizada por su variabilidad temporal, cubriendo escalas que van, desde el ciclo diario, hasta ciclos estacionales anuales, estando, en cualquier caso, muy marcada por los cambios de las condiciones meteorológicas. La comprensión de estos ciclos es necesaria para determinar los métodos de medida adecuados para cada fin, poder comparar sus resultados, y conocer la exactitud de las medias anuales estimadas en base a cada uno de ellos.

Mientras que los ciclos diarios se tienden a explicar por las variaciones de temperatura día/noche (y una menor contribución de otras variables como la velocidad y dirección del viento, precipitaciones, humedad relativa y presión atmosférica), con importantes influencias debidas a la actividad humana en los locales de medición (Figuras 6 y 7)(Rowe E.J., et al. 2002; Karunakara N. et al., 2005), los ciclos mayores de tres días y los ciclos estacionales anuales, parecen depender de la climatología del lugar donde se llevan a cabo las medidas (Rowe E.J., et al. 2002). Así, aunque la mayor parte de la bibliografía apunta hacia valores superiores a la media anual en verano, e inferiores a la misma en invierno (Rowe E.J. et al. 2002; Papaefthymiou H. et al, 2003; Bochicchio F. et al, 2005; Singh S. et al., 2005; Grainger G. et al, 2000), existen autores como Kullab M.K. (Kullab M.K. et al. 2001) que reportan el mínimo anual en otoño. Este último autor, utilizó detectores de trazas midiendo durante 60 días en cada estación, mientras que el resto de los autores utilizaron tiempos de integración mayores (de 90 e incluso 180 días).

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Figura 6: Comportamiento del radón con las variables atmosféricas en ausencia de ventilación.

Figura 7: Comportamiento del radón con las variables atmosféricas en presencia de ventilación (horario de trabajo).

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La estadística Lognormal

Una de las características más marcadas de la concentración de gas radón en interiores, es su gran variabilidad y la marcada asimetría de su distribución estadística geográfica. Así, los valores de la concentración de gas radón en el aire de interiores, siguen una distribución estadística Lognormal, propia de un conjunto de datos afectado por variables aleatorias. Esta forma dispersa de producirse estos datos es común a todas las medidas de este tipo (ej.: Fennell S.G.).

La distribución Lognormal no es simétrica, y viene caracterizada (Aitchison J. , 1969; NIST/SEMATECH, 2006) por dos parámetros "a" y "b", que denominamos, respectivamente, factor de escala y factor de forma. Su densidad de probabilidad viene dada por la Ecuación 17 (Figura 8).

eq17
Ecuación 17

El valor de la mediana (percentil 50) para esta distribución, es:

denslognorm

Figura 8: Densidad de probabilidad de una distribución Lognormal.

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Ecuación 18

Para una muestra poblacional que sigua una distribución Lognormal, el valor de la mediana, coincide con la media geométrica (µg) de los datos, siendo la desviación estándar geométrica (σg):

eq19
Ecuación 19

Los valores que acotan el 68% del área de la función de densidad de probabilidad, entorno a la mediana, resultan serán m/σg y g.

Por todo lo dicho, los resultados de las medidas de concentración de radón se expresarán en términos de la media geométrica ( mediana, µg) y la desviación estándar geométrica (σg).

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Estudios en España sobre la concentración de radón en interiores

En 1991, L. S. Quindós (de la Universidad de Cantabria) y otros, dieron a conocer los resultados de una serie de medidas realizadas a escala nacional entre 1988 y 1989 sobre la concentración de radón en las viviendas españolas (Quindós et al., 1991). El total de viviendas medidas fue de 1555, obteniendo una media nacional de concentración de radón de 41.1 Bq/m3 con un desviación de 3 Bq/m3 y un rango de concentración de entre 10 y 15400 Bq/m3. Estas cifras muestran la gran variabilidad de los datos recogidos, de los cuales se dedujo que el 13% de las viviendas superaban el límite impuesto por la EPA (Environmental Protection Agency americana), de 148 Bq/m3, mientras que un 4% superaban los marcados por la U.E. (200 Bq/m3 para nuevas construcciones y 400 Bq/m3 para las viejas). Así mismo, destacaban a Galicia como una de las comunidades con mayor concentración de radón en el interior de las viviendas, asociándolo con la naturaleza geológica de la zona, rica en rocas graníticas, emplazando para un estudio más detallado esta relación.

Este estudio, llegaría en 1992 de la mano de los mismos autores (Quindós al., 1992), confirmando su hipótesis de que la naturaleza del sustrato geológico de la zona es determinante en la concentración de radón medida en el interior de los edificios. Considerando una zona de nivel bajo de radón aquella en la que el 15% de las viviendas superaba los 150 Bq/m3, una zona de nivel medio aquella en la que entre el 15 y el 30 % de la viviendas lo superan, y una de nivel alto aquella en la que el 30% de estas supera la barrera establecida, llegaron a la conclusión que Galicia y la región occidental de Castilla-León eran zonas de alto nivel de radón, siendo de nivel moderado Extremadura, Canarias, Madrid y Cataluña, mientras que el resto del territorio podría considerarse de nivel bajo.

El Grupo de Radiactividad Ambiental del Instituto de Física Corpuscular de la Universidad de Valencia publicó en 1995 los resultados de sus mediciones de radón en el interior de edificios de la Comunidad Valenciana (Amorós R. et al., 1995). Como resultado obtuvieron concentraciones medias de 34 Bq/m3 (desviación estándar de 3.1 Bq/m3 ), con un rango de entre 23.3 y 67 Bq/m3, alcanzando un 9% de las viviendas valencianas muestreadas, valores por encima del nivel de 148 Bq/m3 recomendado por la EPA. Estos valores coinciden con los de la media nacional expuestos por Quindós en 1991 (Quindós et al., 1991), pero serían superiores a los dados en ese mismo estudio para la Comunidad Valenciana (17.6 Bq/m3).

Antonio Baeza (Universidad de Extremadura), en colaboración con la Universidad de Valencia ha publicado (Baeza et al., 2003) un estudio en el que evalúa la contribución de diversos factores como son la litología del lugar, los elementos constructivos y ventilación del local, así como la evolución estacional de las concentraciones de radón, en la concentración de este gas en el interior de los edificios de la Comunidad de Extremadura. Para ello, realizaron una selección de 194 puntos de muestreo, realizándose las mediciones entre 1998 y 2000. Como resultado, un 22% de los edificios muestreados se encontraban por encima de los 400 Bq/m3 impuestos como límite de acción por la U.E. La influencia litológica en la concentración de 222Rn en el interior de edificios también fue puesta de manifiesto en este caso, puesto que los hogares con concentraciones por encima de los 400 Bq/m3 resultaban estar construidos sobre un suelo formado por rocas donde predominaban los granitos, mientras que en las zonas donde el predominio era de terrenos sedimentarios, apenas se sobrepasaban los 200 Bq/m3. Respecto a los materiales de construcción, encontraron que la concentración de radón en el interior del edificio crecía en función de la porosidad de los materiales utilizados en su construcción. Así mismo, la influencia de la ventilación se demostró decisiva en un caso en que se llegaron a medir 1600±300 Bq/m3 antes de ventilar y 49±11 Bq/m3 una vez realizada una correcta ventilación del local. Finalmente, los valores obtenidos en las diferentes estaciones del año, pusieron de manifiesto que las bajas temperaturas del invierno incrementan la exhalación de radón por el suelo, lo que se traduce en el aumento de este gas en las viviendas.

El proyecto Marna, resultado de un acuerdo entre el CSN y ENUSA Industrias Avanzadas, S.A., en el que colaboran las universidades de Salamanca, Extremadura, Politécnica de Extremadura, Vigo y Politécnica de Cataluña, evaluó la tasa de exposición a la radiación gamma natural en España (García Pomar et al., 2003). Este proyecto se llevó a cabo en diferentes fases entre 1991 y 2004. La Comunidad Gallega fue cubierta por lo que se ha dado en llamar Proyecto Marna-Galicia, inscrito en las fases 3 y 4 del proyecto Marna, abarcando las mediciones desde 1998 hasta el 2001, y contando con la colaboración de la Consellería de Xustiza, Interior e Relacións Laborais (Dirección de Interior e Protección Civil). Además de los objetivos del proyecto Marna, también se pretendía elaborar un mapa de potencial emisor de radón (Figura 9), las tasas de exposición en el litoral, así como la elaboración de mapas de tasa de exposición (Figura 10) a escala 1:200000. A la luz de los datos obtenidos hasta ahora, se ha llegado a la conclusión de que existe una coincidencia entre las zonas de mayor tasa de exposición con las de mayor potencial de exhalación de radón. Por otro lado, se ha comprobado que la mayoría del territorio presenta niveles medios de potencial de exhalación de radón, recomendando que las zonas con mayor potencial sean estudiadas detenidamente.

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Figura 9: Mapa Marna-Galicia de exposición potencial al radón, elaborado por la Xunta de Galicia, CSN y ENUSA Industrias Avanzadas, S.A.

Figura 10: Mapa Marna-Galicia de radiación gamma natural, elaborado por la Xunta de Galicia, CSN y ENUSA Industrias Avanzadas, S.A.

A nivel de la Comunidad de Galicia, se está llevando a cabo un estudio previo de contaminación de los domicilios gallegos por 222Rn por parte de la "Facultade de Medicina e Oncoloxía" de la Universidad de Santiago de Compostela (Figueiras Guzmán A. , 2003), cuyas conclusiones preliminares establecen que el 40% de los hogares gallegos superan el nivel de acción de la EPA, mientras que el 22% de las casas de nueva construcción y el 3% de las viejas, superan los de la U.E., corroborando estudios previos que muestran a Galicia como una zona de alta concentración de radón en los domicilios.

El Consejo de Seguridad Nuclear ha llevado a cabo una modelización de la concentración de radón en el interior de viviendas a partir de las tasas de exposición natural, aplicándolo posteriormente al Concello de Santiago con los datos recogidos a través del proyecto Marna (García Cadierno J.P, 2003). El mapa de riesgo potencial por exposición al 222Rn resultante, asigna a un 50% de la superficie del Concello un nivel alto de riesgo, encontrándose en esa zona el núcleo urbano de Santiago de Compostela y poblaciones como Vidán, Roxos, Casas Novas, Paradela, Lavacolla, San Marcos, A Rocha Vella, Meixonfrío ó A Susana. Concretamente, la tasa de exposición de 12-13 µR/h para la zona de Santiago de Compostela recogida por el proyecto MARNA, se ha asociado a posibles concentraciones en interiores del orden de 200 a 400 Bq/m3 (Quindós et al., 2004).

La O.M.S., en un estudio de 2003 (Pavia M. et al., 2003), analiza los datos recopilados, concluyendo que, aunque el riesgo se califica de bajo, los resultados evidencian un aumento significativo del riesgo de cáncer de pulmón en personas expuestas al radón. Este aumento está relacionado con la dosis y, para una exposición media, promediada en el tiempo, de 150 Bq/m3, se evidencia un aumento del 24% del riesgo de padecer cáncer de pulmón. 

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Legislación aplicable

El R.D. 783/2001 (Ministerio de la presidencia, 2001 ) en su Título VII, Artículo 40, Apartado 2, traspone el Título VII, Capítulo único, Artículo 62 de la Directiva 96/29/EURATOM (Consejo de las Comunidades Europeas, 1996), instando a los titulares de actividades laborales en las que existan fuentes naturales de radiación a realizar los estudios necesarios con el fin de determinar si existe un incremento significativo de la exposición de los trabajadores o de los miembros del público, que pueda considerarse apreciable desde el punto de vista de la protección radiológica. Entre las actividades que deben ser sometidas a esta revisión se encuentran las "...actividades laborales en las que los trabajadores y, en su caso, los miembros del público, estén expuestos a la inhalación de descendientes de torón o de radón o a cualquier otra radiación, en sus lugares de trabajo..."

En la legislación española, tan solo se hace referencia directa al radón en el Decreto 262/2007, dictado por la Consellería de vivenda e solo de la Xunta de Galicia, donde se aprueban las normas que debe cumplir el hábitat gallego. En los apartados 1.I.A.1.3 e I.D.2.3.1 del Anexo, dedicados a la calidad ambiental y sustentibilidad, se recoge que: "... se tendrá especial consideración en la eliminación de la posible contaminación de las viviendas por gas radón."

En 1997, un Grupo de Expertos de la UE, redactó una guía técnica (Radiation Protection 88), para el cumplimiento del Título VII de la Directiva 96/29/EUROATOM por los estados miembros (Comisión de las comunidades europeas, 1996). Así, establecieron como conveniente un nivel de actuación de entre 500 y 1000 Bq/m3 para la concentración de radón en los lugares de trabajo, basándose en una exposición de 2000 horas por año, teniendo los países miembros la libertad de establecer su nivel de actuación por debajo de estos límites. Aunque España no ha establecido estos límites a día de hoy, en otros muchos países si han quedado establecidos, por lo que parece oportuno marcar un valor de referencia de 800 Bq/m3 como aquel por encima del cual sería necesario emprender medidas correctoras.

Por otro lado, la Comisión de la Comunidad Europea, en su recomendación 90/143/EURATOM (Consejo de las comunidades europeas, 1990), relativa a la protección de la población contra los peligros de una exposición al radón en el interior de edificios, recoge, en su punto II, la existencia de estudios efectuados en diversos Estados de la Unión donde las concentraciones de radón en interiores alcanzan medias de 20 a 50 Bq/m3, es decir, bastante más bajas que las registradas en Galicia. Así mismo, asegura en ese mismo punto que, partiendo de modelos de exposición, se puede dar un factor de conversión entre la media temporal de la concentración de actividad de gas 222Rn y el equivalente de dosis efectiva anual, lo que hace que 20 Bq/m3 sean equivalentes a 1 mSv/año. Recordemos que la O.I.E.A. (Organismo Internacional de Energía Atómica, 2004) y la propia Unión Europea (Consejo de las Comunidades Europeas), fijaron en 1mSv/año el límite de la dosis de exposición anual para el público en general y en 5 mSv/año el límite de dosis ocupacional. Así, una población sometida a concentraciones medias de 100 Bq/m3, soporta dosis típicas de 5 mSv/año, pudiendo alcanzar la población de determinadas zonas de algunos países los 20 mSv/año debidos al radón. Teniendo en cuenta que hoy en día está comúnmente aceptado el principio de proporcionalidad del riesgo radiológico, en el sentido de que toda dosis, por pequeña que sea, entraña un riesgo, y que las medidas correctoras son, en la mayor parte de los casos, simples y económicamente proporcionadas, se recoge, finalmente, la recomendación de que se establezca un sistema adecuado para limitar la exposición a las concentraciones de radón en el interior de edificios, prestando especial atención a la adecuada información al público. Así, consecuentemente, se recomienda un nivel de actuación en los edificios ya existentes de 400 Bq/m3, y para los edificios de nueva construcción de 200 Bq/m3.

Comentar que los valores establecidos por la U.E. pueden considerarse un tanto elevados respecto a los impuestos por otras organizaciones como la EPA en los EE.UU., habiendo fijado un único nivel de referencia correspondiente a 148 Bq/m3 como la concentración máxima de radón permisible en edificios, tanto de nueva como de vieja construcción (EPA, 1993), mientras que, por otro lado, la OMS (Organización Mundial de la Salud) propuso la recomendación de no superar los 100 Bq/m3 de concentración de actividad debida al radón, condición todavía mas restrictiva que la estadounidense (WHO, 2000).

A modo de resumen, recogemos en la siguiente tabla la relación de límites de actuación propuestos por la U.E. tanto para lugares de trabajo como para viviendas.

 
Límites máximos de actuación UE (Bq/m3)

Lugares de Trabajo

1000

Viviendas anteriores a 1990 (vieja construción)

400

Viviendas posteriores a 1990 (nueva construción)

200
   
Relación de límites máximos de actuación recomendados por la Unión Europea. La denominación de vivenda vieja o nueva, se toma basándose en si fue construída antes o después de la publicación de la Recomendación 90/143/Euroatom.

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Soluciones

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Figura 11: La acumulación de gas radón en una vivienda tiene solución.

En el caso de construcciones realizadas sobre suelos con alto potencial de emisión de radón, el tipo de construcción, las costumbres de uso (en especial la ventilación), y, en algunos casos, los materiales empleados, contribuirán a aumentar el riesgo de poseer una alta concentración de radón en el interior del edificio. Es importante insistir en que las medidas más efectivas y más económicas para prevenir la acumulación de radón en el interior de las viviendas, son las que se toman en fase de construcción. No obstante, la mayor parte de las veces, existen soluciones sencillas para controlar, e incluso hacer desaparecer el problema, en viviendas ya construidas.

En locales en los que la concentración no sea muy importante, es posible que manteniendo una aireación correcta se consiga que los niveles de radón disminuyan hasta un valor aceptable. En casos donde la concentración de este gas sea mucho más importante, la aireación tradicional puede no ser suficiente, en cuyo caso, será necesario pensar en otras soluciones, como pueden ser la impermeabilización de suelos y paredes, o un sistema de drenaje o de aireación forzada que, mediante la extracción del radón de debajo del edificio, no lo deje entrar y acumularse en el mismo. Estas soluciones son aplicables a viviendas en construcción, como a las ya construidas (EPA, 2001).

En la gráfica (Fig. 11), se muestra, a modo de ejemplo, la evolución de la concentración de este gas medida por nosotros, en una vivienda del rural gallego, antes y durante las diferentes fases de actuación llevadas a cabo sobre la misma. La zona de fondo blanco (zona A), representa la situación antes de la actuación, observándose los ciclos diarios que dan valores medios de 4600 Bq/m3 y picos de más de 8 kBq/m3. La zona azul (B), muestra los niveles de concentración tras la instalación de un simple tubo de PVC, de 75 mm. de diámetro, evacuando el gas al exterior de la vivienda, por tiro natural. Posteriormente (zona C, gris), se acopló un extractor (15W de potencia eléctrica) al tubo, para forzar la salida de aire. Según puede observarse, la simple instalación del tubo produce una notable reducción, aunque insuficiente, mientras que el extractor baja ya los niveles medios hasta 88 Bq/m3, y los picos a poco más de 300 Bq/m3. Finalmente, el tubo de PVC se incrustó en el subsuelo de la vivienda, forzando la salida del gas (con auxilio del extractor), antes de que éste entrase en la vivienda (zona D, roja). La diferencia entre emplear la ventilación mecánica y la natural se observa al apagar el extractor (zona verde, E), de tal manera que se recuperan los niveles medidos en la zona C. En este caso, vemos que la mejor solución consistió en evacuar el gas antes de que este entrase en la vivienda, utilizando extracción forzada, siendo suficiente manternerla durante la noche (zona F, naranja). Los resultados obtenidos con esta solución, fueron publicados por nuestro Laboratorio en la revista Journal of Environmental Radioactivity (pulse aquí para ver la referencia).

Ahora, esta solución no tiene porque ser la idónea en todos los casos. Cuando se detecta una alta concentración de radón, es conveniente repetir la medida, espaciando las mismas durante un periodo razonable de tiempo, para descartar la posibilidad de que se haya tratado de un pico puntual de concentración debido a circunstancias específicas existentes tan solo en el momento de la toma de muestras. Posteriormente, se ha de realizar un estudio del comportamiento de la concentración de gas con el tiempo, para, finalmente, optar por la acción correctora más adecuada al caso concreto. Puede ver la eficiencia de diferentes acciones correctoras ensayadas por este Laboratorio en el póster que presentamos en el “X Congreso Español y I Iberoamericano de Sanidad Ambiental” celebrado entre el 28 y 30 de octubre de 2009 en A Coruña.

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