50157160 ntc3498

NORMA TÉCNICA NTC
COLOMBIANA 3498

2002-10-30

CALIDAD DEL AGUA.
DETERMINACIÓN DE LA RADIACTIVIDAD

E: WATER QUALITY. DETERMINATION OF RADIOACTIVITY

CORRESPONDENCIA: esta norma es una adopción por
traducción del Standard Methods for
the Examination of Water and
TH
Wastewater. 20 Edition. 1998.
Radioactivity. Part 7000 (Sections
7010 A, B; 7020 A, B, C, D, 7030 A,
B; 7040 A, B, C, D, E; 7110 A, B,
7500 – Cs A, B; 7500 – I. A, B, C, D.

DESCRIPTORES: calidad del agua; determinación de
radiactividad; análisis del agua.

I.C.S.: 13.060.01

Editada por el Instituto Colombiano de Normas Técnicas y Certificación (ICONTEC)
Numeral 14237 Bogotá, D.C. - Tel. 6078888 - Fax 2221435

Prohibida su reproducción Primera actualización
Editada 2002-11-22

PRÓLOGO

El Instituto Colombiano de Normas Técnicas y Certificación, ICONTEC, es el organismo nacional
de normalización, según el Decreto 2269 de 1993.

ICONTEC es una entidad de carácter privado, sin ánimo de lucro, cuya Misión es fundamental
para brindar soporte y desarrollo al productor y protección al consumidor. Colabora con el sector
gubernamental y apoya al sector privado del país, para lograr ventajas competitivas en los
mercados interno y externo.

La representación de todos los sectores involucrados en el proceso de Normalización Técnica
está garantizada por los Comités Técnicos y el período de Consulta Pública, este último
caracterizado por la participación del público en general.

La NTC 3498 (Primera actualización) fue ratificada por el Consejo Directivo el 2002-10-30.

Esta norma está sujeta a ser actualizada permanentemente con el objeto de que responda en
todo momento a las necesidades y exigencias actuales.

A continuación se relacionan las empresas que colaboraron en el estudio de esta norma que
pertenece al Comité Técnico 000016 Gestión ambiental. Agua.

ACODAL INSTITUTO NACIONAL DE SALUD
ANTEK S.A. IVONNE BERNIER LABORATORIO, LTDA,
AQUALAB LTDA. IBLAB
BAVARIA S.A. LAQMA LTDA.
CONCESIONARIA TIBITOC NESTLE DE COLOMBIA S.A.
INSTITUTO DE HIDROLOGÍA,
METEOROLOGÍA Y ESTUDIOS
AMBIENTALES, IDEAM

Además de las anteriores, en Consulta Pública el proyecto se puso a consideración de las
siguientes empresas:

ACEITES Y GRASAS VEGETALES S.A. CORPORACIÓN AUTÓNOMA REGIONAL
AGUAS DE CARTAGENA S.A. ESP DEL CENTRO DE ANTIOQUIA
AGUAS DE MANIZALES CORPORACIÓN AUTÓNOMA REGIONAL
ALPINA PRODUCTOS ALIMENTICIOS S.A DEL VALLE DEL CAUCA
AMBIENCOL INGENIEROS LTDA. CORPORACIÓN AUTÓNOMA REGIONAL
ASINAL LTDA. PARA LA DEFENSA DE LA MESETA DE
ASOCIACIÓN COL. DE INDUSTRIAS BUCARAMANGA
PLÁSTICAS DAMA
ASOCIACIÓN COLOMBIANA DE DIMAR
INGENIEROS DE PETRÓLEOS EMAC LTDA.
ASOCIACIÓN NACIONAL DE EMPRESA COLOMBIANA DE
INDUSTRIALES, ANDI PETRÓLEOS, ECOPETROL
CERVECERÍA LEONA S.A. EMPRESA DE ACUEDUCTO Y
CERVECERÍA UNIÓN S.A. ALCANTARILLADO DE BOGOTÁ
CORNARE EMPRESAS PÚBLICAS DE MEDELLÍN

FRIGORÍFICO GUADALUPE SOCIEDAD COLOMBIANA DE
GASEOSAS LUX S.A TOXICOLOGÍA
INGEOMINAS SOCIEDAD DE ACUEDUCTO,
METROAGUA S.A. ESP ALCANTARILLADO
MINISTERIO DE DESARROLLO Y ASEO DE BARRANQUILLA
MINISTERIO DE MINAS Y ENERGÍA SUPERINTENDENCIA DE INDUSTRIA Y
MINISTERIO DE TRANSPORTE COMERCIO
MINISTERIO DEL MEDIO AMBIENTE UNIVERSIDAD CATÓLICA DE MANIZALES
SIEMENS SOCIEDAD ANONIMA UNIVERSIDAD DE ANTIOQUIA
SIKA ANDINA S.A UNIVERSIDAD JAVERIANA
UNIVERSIDAD JORGE TADEO LOZANO
UNIVERSIDAD NACIONAL DE COLOMBIA

ICONTEC cuenta con un Centro de Información que pone a disposición de los interesados
normas internacionales, regionales y nacionales.

DIRECCIÓN DE NORMALIZACIÓN

NORMA TÉCNICA COLOMBIANA NTC 3498 (Primera actualización)

CONTENIDO
Página

OBJETO...................................................................................................................... 1

0. INTRODUCCIÓN......................................................................................................... 1

0.1 DISCUSIÓN GENERAL .............................................................................................. 1

0.2 RECOLECCIÓN Y CONSERVACIÓN DE LA MUESTRA ........................................... 3

1. ASEGURAMIENTO DE LA CALIDAD/CONTROL DE CALIDAD ................................ 5

1.1 PROGRAMA DE CONTROL DE CALIDAD BÁSICO .................................................. 5

1.2 CONTROL DE CALIDAD PARA MUESTRAS DE AGUAS RESIDUALES.................. 10

1.3 ESTADÍSTICAS........................................................................................................... 10

1.4 CÁLCULO Y EXPRESIÓN DE RESULTADOS ........................................................... 13

2. INSTRUMENTOS DE CONTEO ................................................................................. 15

2.1 INTRODUCCIÓN ........................................................................................................ 15

2.2 DESCRIPCIÓN Y OPERACIÓN DE LOS INSTRUMENTOS ...................................... 15

3. INSTALACIONES........................................................................................................ 23

3.1 ÁREA DE CONTEO ................................................................................................... 23

3.2 LABORATORIO DE RADIOQUÍMICA......................................................................... 23

3.3 SEGURIDAD EN EL LABORATORIO ........................................................................ 24

3.4 PREVENCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN .................................................................. 24

3.5 MANEJO DE RESIDUOS............................................................................................ 24

4. RADIACTIVIDAD ALFA Y BETA (TOTAL, SUSPENDIDA, Y DISUELTA) .................. 25

4.1 INTRODUCCIÓN ........................................................................................................ 25

4.2 MÉTODO DE EVAPORACIÓN PARA ALFA-BETA TOTAL ....................................... 25

5. CESIO RADIACTIVO .................................................................................................. 33

5.1 INTRODUCCIÓN......................................................................................................... 33


5.2 REACTIVOS................................................................................................................ 34

5.3 PROCEDIMIENTO ...................................................................................................... 35

5.4 CÁLCULO ................................................................................................................... 35

6. YODO RADIACTIVO ................................................................................................... 36

6.1 INTRODUCCIÓN......................................................................................................... 36

6.2 MÉTODO DE PRECIPITACIÓN .................................................................................. 36

6.3 MÉTODO DE INTERCAMBIO IÓNICO ....................................................................... 38

6.4 MÉTODO DE DESTILACIÓN ....................................................................................... 41

ANEXO A (Informativo) REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS................................................ 44


CALIDAD DEL AGUA.
DETERMINACIÓN DE LA RADIACTIVIDAD

OBJETO

Esta norma tiene por objeto establecer los métodos de ensayo para la determinación de la
radiactividad en agua.

0. INTRODUCCIÓN

La presente norma es una adopción por traducción esta norma es una adopción por traducción
del Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 20TH Edition. 1998.
Radioactivity. Part 7000 (Sections 7010 A, B; 7020 A, B, C, D, 7030 A, B; 7040 A, B, C, D, E;
7110 A, B, 7500 – Cs A, B; 7500 – I. A, B, C, D. Las referencias bibliográficas de cada
Sección se encuentran reunidas en el Anexo A (Informativo).

0.1 DISCUSIÓN GENERAL

0.1.1 Ocurrencia y monitoreo

La radiactividad en el agua potable y en las aguas residuales proviene tanto de fuentes
naturales como de las actividades humanas, las cuales incluyen operaciones concernientes al
ciclo del combustible nuclear (desde la minería hasta el reprocesamiento), a los usos médicos
de isótopos radiactivos, a los usos industriales de los isótopos, a las consecuencias mundiales
a partir de ensayos atmosféricos de los dispositivos nucleares, y al acrecentamiento de la
concentración de los radionúclidos que se presentan naturalmente.

Los programas de control en el agua potable y en las aguas industriales se deben realizar con
el fin de calcular el grado de contaminación radiactiva ambiental. En algunos casos, por
ejemplo, en el cumplimiento del control en el agua potable, se detallan las condiciones. En
otros, es necesario examinar cada situación con el propósito de considerar el radionúclido o los
radionúclidos críticos, la trayectoria crítica por la cual éste se desplaza en el ambiente y la
exposición de un grupo de población a uno o varios radionúclidos que se desplazan a lo largo
de esta trayectoria en particular. El uso del efecto de una población en contacto con los
radionúclidos críticos en esta trayectoria ayudará a limitar la lista de los posibles radionúclidos
que deben ser controlados.

1


Debe seleccionarse una lista de los radionúclidos más peligrosos examinando los estándares
de concentración de la radiactividad suministrados por el Comité Internacional sobre la
Protección de la Radiación (ICRP), el Consejo Federal de la Radiación (FRC), el Comité
Nacional sobre la Protección de la Radiación y la Medición (NCRP), la Agencia Estadounidense
sobre la Protección del Medio Ambiente, lo mismo que las agencias que existen en otros
países. Algunos Estados dentro de los Estados Unidos tienen sus propios estándares de
concentración de la radiactividad, al pertenecer a los estados cobijados por el acuerdo de la
Comisión de Regulación Nuclear (NCR). Con pocas excepciones, los valores numéricos para
las concentraciones de radiactividad en el aire y en el agua son comparables si se aplican
ciertas apreciaciones que los califican.

Los programas de detección deben suministrar una advertencia oportuna sobre las condiciones
de inseguridad en el ambiente, de manera que se puedan tomar las precauciones pertinentes
y, por supuesto, cerciorarse de que dichas condiciones sean seguras.

En cualquier circunstancia es necesario, tanto establecer líneas básicas para los tipos y las
cantidades de radionúclidos que se presentan naturalmente, como medir las adiciones a estos
datos. Las medidas pueden efectuarse para suministrar la información sobre juicios
relacionados con la naturaleza peligrosa o no, del incremento de las concentraciones.

0.1.2 Tipos de medición

Las medidas significativas exigen una aplicación cuidadosa de buenas técnicas científicas. Los
tipos de medidas que se deben efectuar se determinan a partir de los propósitos del ensayo. Las
medidas alfa y beta totales son, relativamente, poco costosas; se pueden concluir de forma rápida y
son útiles para la reducción del campo eléctrico, al determinar si vale la pena realizar un análisis
posterior de los radionúclidos específicos. No obstante, las medidas totales no suministran ninguna
información acerca de la composición isotópica de la muestra, no se pueden utilizar para estimar la
dosis de radiación, y si la concentración de los sólidos disueltos es alta, tendrán una sensibilidad
pequeña. Las medidas precisas de beta total y, especialmente, de alfa total, requieren de una
preparación cuidadosa de los estándares para la determinación de la autoabsorción y de la
habilidad para preparar las muestras de una manera similar.

Las medidas de los radionúclidos específicos se requieren cuando se deba realizar la
estimación de las dosis, cuando los resultados de mayores análisis excedan un cierto nivel, o
cuando se deban detectar tendencias a largo plazo.

Los análisis específicos son, generalmente, más costosos, y el consumo de tiempo es mayor
que en un análisis general. Las medidas específicas sirven para identificar los radionúclidos
mediante la energía de la radiación emitida, las técnicas químicas, el período o la combinación
de estas características. Mediante el uso de la espectrometría gama, los radionúclidos de
emisión gama pueden medirse rápidamente y con un mínimo de preparación de la muestra.
Las medidas que requieren separaciones químicas hacen posible que la sensibilidad aumente
por el incremento de la cantidad de muestra medida.

El conocimiento, tanto de los componentes como de las características químicas del
radionúclido que se está midiendo, es crítico para la obtención de resultados satisfactorios. Los
resultados alfa y beta totales no suministran una información precisa acerca de los
radionúclidos que poseen energías significativamente diferentes de la energía del estándar de
calibración. Durante la concentración de las muestras de agua por evaporación, los
radionúclidos presentes en forma elemental (por ejemplo, radioyodo, polonio) o como
componentes (por ejemplo, tritio, carbono 14) pueden perderse por la volatilización. Si se
incinera la muestra, la posibilidad de pérdida por volatilización es aún mayor. El agua
subterránea contiene, generalmente, núclidos de la serie del torio y del uranio. Se debe tener

2


especial cuidado en analizarlas y muestrearlas puesto que los elementos de estas series no
están a menudo en equilibrio temporal.

0.2 RECOLECCIÓN Y CONSERVACIÓN DE LA MUESTRA

0.2.1 Recolección

Los principios de muestreo representativo del agua potable y del agua industrial se aplican al
análisis de la radiactividad (Véase la sección 1060 del Standard Methods, 20TH Edition, 1998).

Debido a que un elemento radiactivo se presenta a menudo en cantidades inferiores al
microgramo, una fracción significativa puede perderse por absorción en la superficie de los
recipientes empleados para el análisis. De la misma manera, un radionúclido puede ser
adsorbido totalmente o en parte por la superficie de las partículas suspendidas.

Los recipientes para las muestras varían de tamaño, a partir de 0,5 L a 18 L, dependiendo de
los análisis que se vayan a realizar. Se deben usar recipientes de plástico (polietileno o su
equivalente) o de fibra de vidrio, excepto para las muestras de tritio (se emplea únicamente el
vidrio). Cuando se van a muestrear los desperdicios industriales radiactivos, o materiales
similares, la radiactividad puede depositarse sobre las superficies del vidrio, en los recipientes
de plástico y en el equipo, lo cual genera una pérdida y la posible contaminación de las
muestras recolectadas posteriormente en recipientes mal lavados.

0.2.2 Conservación de la muestra

Para información general sobre la conservación de la muestra (véase la Sección 1060 del
Standard Methods 20TH Edition, 1998, o la NTC ISO 5667-3). En la Tabla 1 se da una guía para
el manejo, preservación y tiempo de conservación de los radionúclidos en agua potable. Se
agrega un conservante en el momento de recolectar la muestra, a no ser que ésta sea
separada en fracciones suspendidas y disueltas, pero la adición de ácido no se debe demorar
más de cinco días. Se usa ácido clorhídrico concentrado (HCl) o ácido nítrico (HNO3), para
obtener un pH < 2, excepto para el radiocesio (se emplea únicamente HCl concentrado) y para
el radioyodo y el tritio, en los cuales no se debe usar ningún preservante. Se mantiene la
muestra acidificada por lo menos 16 h antes del análisis.

Se deben ensayar los conservantes y los reactivos, con el fin de determinar el contenido de
radiactividad.

3


Tabla 1. Manejo, preservación y tiempo de conservación de las muestras

†
Constituyente Conservante* Recipiente Tiempo máximo de
‡§
conservación
Alfa total HCl Conc. o HNO3 hasta P o V 1 año
pH < 2 ¦
Beta total HCl Conc. o HNO3 hasta P o V 1 año
pH < 2 ¦
Radio-226 HCl Conc. o HNO3 hasta P o V 1 año
pH < 2
Radio-228 HCl Conc. o HNO3 hasta P o V 1 año
pH < 2
Radón-222 Enfriar hasta 4 °C # V con tabique en línea de 8 d **
TFE
Uranio natural HCl Conc. o HNO3 hasta P o V 1 año
pH < 2
Cesio radiactivo HCl Conc. hasta pH < 2 PoV 1 año
Estroncio radiactivo HCl Conc. o HNO3 hasta P o V 1 año
pH < 2
Yodo radiactivo Ninguno PoV 14 d
Tritio Ninguno V 1 año
Emisores de fotón HCl Conc. o HNO3 hasta P o V 1 año
pH < 2

* (Todas las muestras de radón 222). Se adiciona el conservante a la vez que se recolecta la muestra a
menos que se vaya a medir la actividad de los sólidos suspendidos. Si la muestra de lleva a un
laboratorio a un área de almacenamiento, la acidificación (en el recipiente de muestra original) se
puede retrasar durante un período que no exceda de 5 d. Puede transcurrir un período mínimo de 16 h
entre la acidificación y el análisis.
†
P = plástico, duro o blando; V = vidrio, resistente o delgado.
‡
Tiempo de conservación desde la toma de la muestra hasta el análisis. En todos los casos, las
muestras se analizan tan pronto como sea posible después de la recolección.
§
Se permite un tiempo de retención de 1 año para muestras compuestas.

¦ Si se usa HCl para acidificar las muestras, se analizan las actividades alfa y beta total, convirtiendo las
sales de los ácidos a nitratos antes de transferir las muestras a las planchetas.

# Se recomienda el enfriamiento hasta 4 °C. Cambios de temeperatura grandes causarán que el radón en
solución se salga de la muestra. Los procedimientos de muestreo se dan en las referencias 4 y 5 de
este numeral (véase el Anexo A).

** Si es aplicable, se retiene sin exceder el tiempo máximo reglamentario (4 d).

0.2.3 Muestras de aguas industriales

Las aguas industriales contienen a menudo mayores cantidades de sólidos no radiactivos
suspendidos y disueltos que el agua potable; la mayor parte de la radiactividad está en la fase
sólida. Generalmente, el uso de portadores en el análisis no es efectivo sin la conversión previa
de la fase sólida a la fase soluble; incluso los sólidos altos fijos pueden interferir en los
procedimientos radioanalíticos. La Tabla 2 indica las características de la solubilidad usual de
los radioelementos comunes en aguas industriales.

4


Tabla 2. Distribución usual de los radioelementos comunes entre las
fases sólida y líquida de aguas residuales

En solución En suspensión
HCO3 Ce
Co Cs
Cr Mn
Cs Nb
H P
I Pm
K Pu
Ra Ra
Rn Sc
Ru Th
Sb U
Sr Y
Zn
Zr

Los radioelementos pueden presentar, características químicas poco comunes, debido a la
presencia de agentes acomplejantes o al método de producción de residuos. Por ejemplo: el
tritio puede estar combinado con un compuesto orgánico cuando se emplea en la fabricación
de artículos luminosos; el radioyodo de los hospitales se puede presentar en forma de
compuestos orgánicos complejos, comparados con las formas elementales y yódicas que se
encuentran en productos de fisión procedentes de la fabricación de combustibles nucleares
agotados; de productos de desintegración del torio y del uranio existen a menudo complejos
inorgánicos además de los óxidos después del procesamiento en molinos de uranio. El residuo
de titanato de estroncio 90, procedente de una fuente de calor radioisotópica sería bastante
insoluble, comparado con la mayor parte de los demás residuos de estroncio. Información
disponible sobre la composición química de los residuos, el comportamiento de los
radiolementos y la cantidad de radioisótopos en uso aparece en la literatura.

1. ASEGURAMIENTO DE LA CALIDAD/CONTROL DE CALIDAD

1.1 PROGRAMA DE CONTROL DE CALIDAD BÁSICO

1.1.1 Introducción

Cada laboratorio que realice análisis de radionúclidos para muestras de agua ambiental y de
aguas residuales debe tener en ejecución un plan de aseguramiento de la calidad. Este plan
puede estar en un documento separado o puede, mediante la referencia, usar las partes de los
procedimientos operativos existentes. La parte del control de calidad del plan de aseguramiento
de la calidad se dirige al control de calidad del instrumental, del efecto residual, de la precisión
y de la exactitud.

1.1.2 Criterios de desempeño

Para un programa de control de calidad exitoso, se seleccionan los criterios de desempeño
obtenibles para la precisión y la exactitud. Estos criterios deben reflejar las capacidades del
laboratorio y los propósitos para los cuales se usarán los datos.

Los criterios de desempeño se pueden redactar inicialmente con base en la experiencia del
método analítico o a partir de los criterios establecidos por otros laboratorios que usan el mismo
procedimiento. Una tabulación de las desviaciones usadas por la EPA se da en la Tabla 3. Los
criterios están en función del análisis particular bajo estudio. Un laboratorio puede usar estos u
5


otros valores publicados hasta que se puedan reunir los datos suficientes para ajustar sus
propios criterios basados en la experiencia.

Tabla 3. Precisión del laboratorio. Valores de una desviación estándar para varios
análisis de muestras de agua

Análisis Nivel de actividad Una desviación estándar Límites de
pCi/L para determinación control*
simple
Emisores gama 5 a 100 5 pCi/L µ ± 8,7 Pci/L
> 100 5 % de valor conocido µ ± 0,087 µ
Zinc-65, bario-133, rutenio- 5 a 50 5 pCi/L µ ± 8,7 pCi/L
106 > 50 10 % de valor conocido µ ± 0,17 µ
Estroncio-89, estroncio-90 5 a 100 5 pCi/L µ ± 8,7 pCi/L
Alfa total ≤ 20 5 pCi/L µ ± 8,7 pCi/L
Beta total ≤ 50 5 pCi/L µ ± 8,7 pCi/L
> 50 a 100 10 pCi/L µ ± 17,3 pCi/L
0,0933
µ ± 294 x (µ)
0,093
Tritio < 4 000 170 x (conocido)
≥ 4 000 10 % de valor conocido µ ± 0,17 µ
Radio- 226 ≥ 0,1 15 % de valor conocido µ ± 0,26 µ
Radio-228 ≥ 0,1 25 % de valor conocido µ ± 0,43 µ
Yodo-131 ≤ 55 6 pCi/L µ ± 10,4 pCi/L
Uranio ≤ 35 3 pCi/L µ ± 5,2 pCi/L

* Promedio de las tres determinaciones. µ = valor conocido

1.1.3 Programa de control de calidad mínimo

Un programa de control de calidad de radioquímica está compuesto de un número de funciones
integradas, incluyendo el control de calidad del instrumental, del efecto residual, de la precisión
y de la exactitud.

Una manera útil de no perder de vista el desempeño del instrumental y del efecto residual es a
través de gráficos de control. Ciertos aspectos del instrumento radioquímico y del control de
calidad del efecto residual son específicos para el método o para el instrumento y se tratan con
el método individual.

Las gráficas de control instrumentales están preparadas mediante conteos diagramados de una
fuente de referencia sobre un gráfico que tiene el tiempo en la abscisa y la velocidad del conteo
o el conteo total como ordenada. Las líneas se grafican paralelas al eje del tiempo (corregidas
para retrasos si es necesario) para una velocidad de conteo real y para valores de ± 2 y de ± 3
desviaciones estándar. La velocidad de conteo se determina por el promedio de al menos 20
datos de conteo con estadísticas individuales aceptables.

Se deben interpretar los datos del gráfico de control de calidad objetivamente. Cuando un
punto está por fuera de los límites, se determina si el servicio del instrumento es necesario o el
resultado simplemente es un suceso aleatorio, mediante una serie de mediciones repetidas y
aplicando otros tests estadísticos, tales como el test Chi-cuadrado, para determinar si la
variación no fue estadística.
6


Las tendencias de los gráficos de control pueden mostrar otra información. Por ejemplo, si las
mediciones regulares de la fuente de verificación muestran un movimiento en una dirección,
uno puede inferir que alguna variable del sistema está cambiando. Esta variación no siempre
puede requerir el servicio del instrumento; en lugar de esto, puede ser necesario reevaluar los
valores de los límites o el valor real.

1.1.3.1 Control de calidad instrumental

Para los contadores alfa y beta, se verifica la fuente de conteo diariamente (o antes de usarla) por
un tiempo determinado. Se registra el conteo y se grafica este sobre el gráfico de control para el
sistema específico. Se compara este valor con los límites ± 2 σ (advertencia) y con los límites ± 3 σ
(fuera de control), y se repite el procedimiento si se sobrepasa el límite de ± 2 σ. Se toma la acción
apropiada si los valores repetidos están por encima de los niveles de advertencia.

Para los instrumentos que producen un espectro, tales como los espectrómetros gama o alfa,
algunos parámetros se pueden rastrear, incluyendo la respuesta de la eficiencia, por ejemplo,
la velocidad del conteo o el conteo total en un área espectral dada; la localización del canal del
pico de uno o más fotopicos espectrales; la diferencia en los canales entre dos picos
especificados; la resolución, por ejemplo, el ancho del pico en los canales a una altura
específica del pico; y cierta relación tal como, “pico de cálculo”. No es necesario rastrear todo
rutinariamente; véanse las recomendaciones del numeral. Si estos parámetros básicos están
por fuera de los límites, los otros parámetros pueden necesitar ser evaluados.

1.1.3.2 Control de calidad del efecto residual

A frecuencias definidas tales como diariamente o antes de cada uso, para los contadores de
centelleo líquido o proporcional se cuenta el efecto residual de cada sistema para el tiempo de
conteo normal. Se deben hacer mediciones del efecto residual con cada lote de muestra. Los
espectrómetros pueden requerir tratamientos específicos debido a que el efecto residual se
determina del espectro de la muestra en el análisis de la actividad. En este caso específico, los
conteos del efecto residual más largos a menos intervalos de frecuencia (por ejemplo,
semanales) se pueden necesitar para producir conteos razonables en regiones específicas de
interés.

Se registran los conteos de efectos residuales y se grafican en gráficos de control. Se obtiene
el valor real del efecto residual mediante el promedio de al menos 290 conteos de efecto
residual. Se calculan errores de conteo a 2 σ y 3 σ basados en el valor promedio y el tiempo
de conteo del efecto residual. Se toman las acciones apropiadas en el evento de problemas en
el efecto residual o en el conteo de referencia normal.

El control de calidad del efecto residual es específico para el tipo de instrumento de conteo. Por
ejemplo, el control de calidad del efecto residual de espectroscopio gama representa una
demanda específica dependiendo de si el detector es de NaI (TI) o de germanio; véase el
Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 20TH Edition. 1998.
Radioactivity. Part 7000 (Section 7120).

Los blancos reactivos frecuentemente son suficientes para asegurar la ausencia de
interferencia mayor que la del sesgo en los resultados reportados. Idealmente, los resultados
de un blanco reactivo serán idénticos a los del efecto residual, por ejemplo, para un análisis
usando un contador proporcional, son idénticos a los de una plancheta en blanco.

7


1.1.3.3 Control de calidad de la precisión

Se evalúa la precisión interna del laboratorio en el desempeño de un procedimiento analítico
mediante el análisis de duplicados ciegos, es decir, porciones de duplicado de muestras
seleccionadas aleatoriamente sometidas como nuevas muestras. Es importante que el analista
esté enterado, de que una muestra será nuevamente sometida a análisis o que es un
reanálisis. Esto puede ser difícil en un laboratorio pequeño. Es importante también que todas
las muestras sometidas a análisis por duplicado tengan cantidades detectables de radiactividad
tal que el tratamiento estadístico de los datos no consista en la comparación de ceros o valores
menores. En algunos casos, es necesario sustituir las muestras con adiciones conocidas para
las muestras de trabajo de rutina.

Preferiblemente se analiza el 10 % de las muestras por duplicado, para comprobar la precisión
interna del laboratorio para un análisis específico; esto es una guía general y se puede variar
para ajustar la situación. Por ejemplo, para un laboratorio con una carga de trabajo pesada y un
programa de análisis de duplicados bien establecido, el 5 % de los duplicados de las muestras
o 20 muestras por mes pueden ser suficientes para determinar si los datos cumplen los criterios
establecidos. Una discusión del tratamiento estadístico de los datos de análisis por duplicado
es dado en otra parte.2,3 Un criterio para la aceptabilidad de las mediciones de los duplicados
es dada en el Manual de Certificación del Agua Potable de la EPA. La diferencia entre las
mediciones de los duplicados debe ser menor que dos veces la desviación estándar del
análisis específico como se describe en la Tabla. Si la diferencia entre las mediciones de los
duplicados excede dos desviaciones estándar, las mediciones previas son sospechosas; se
examinan los cálculos y los procedimientos y las muestras reanalizadas cuando sea necesario.

1.1.3.4 Control de calidad de la exactitud

Los métodos analíticos se dice que están en control cuando ellos producen resultados que son
tanto precisos como sin sesgo. Se evalúa la exactitud mediante la preparación u obtención de
muestras de agua con contenido de radionúclidos conocido, analizándolos, y comparándolos
resultados con los valores conocidos. Se grafican los datos desde estos patrones o muestras
de adición conocida sobre promedios o gráficos de control de resultados individuales,2,3 y se
determina si o no los resultados de las muestras están dentro de los límites de control y/o se
ajustan a los límites de advertencia en las gráficas de control. Los laboratorios también pueden
ajustar los límites de exactitud para muestras con adiciones conocidas basadas en el
porcentaje de recuperación del valor conocido. Preferiblemente se corre una muestra patrón o
una adición conocida con cada lote de muestras. Si el valor de la adición conocida está por
fuera de los límites, se investiga el sesgo del método. Todos los resultados de las muestras son
sospechosos hasta que los resultados de la adición conocida regresen nuevamente dentro de
los límites prescritos. Para certificar el desempeño de los análisis de agua potable, bajo el Acta
del agua Potable Segura, un laboratorio debe participar exitosamente al menos tres veces cada
año en los estudios de evaluación del desempeño de laboratorios de la EPA, tal que incluya
cada uno de los análisis para el cual está, o desea ser certificado. Dos de estos estudios deben
ser para constituyentes específicos y uno debe ser una muestra de evaluación de desempeño
a ciegas. Los resultados analíticos deben estar dentro de los límites de control establecidos por
la EPA para cada análisis para el cual el laboratorio es, o desea, ser certificado.1

Los laboratorios son estimulados a participar en programas de intercomparación tales como los de
la USEPA1, la International Atomic Energy Agency (IAEA)†, y la World Health Organization (WHO)‡.

†
International atomic Energy Agency, Analytical Quality Control Services, Seibersdorf, P.O. box 100, A-1400,
Vienna Austria.
‡
World Health Organization, Geneva, Switzerland.
8


1.1.3.5 Selección de patrones de radionúclidos y fuentes

Las soluciones patrón de radionúclidos calibradas son preparadas para el almacenamiento y el
despacho por proveedores de ampollas de vidrio selladas a la llama. Preferiblemente se debe
cumplir que todas las diluciones y el almacenamiento de los radionúclidos sea en recipientes
de vidrio y se debe evitar el uso de polietileno.

Las fuentes patrón son fuentes radiactivas que tienen una adecuada actividad y un contenido
de radionúclidos conocido con exactitud, y una velocidad de desintegración de la radiactividad
o la velocidad de la emisión de las partículas o fotones también conocidos. Cada radionúclido
patrón debe tener un certificado de calibración que contenga la siguiente información:

Descripción: Pureza:

Radionúclido principal Identificación de las impurezas
Forma química Actividad
Solvente Incluida o no incluida en la actividad
Transportador y contenido principal
Masa y gravedad específica o Volumen
Presunciones:
Normalización: Esquema de desintegración
Actividad por masa o volumen Vida media
Fecha y tiempo Relaciones de equilibrio
Actividad del producto de desintegración
Método de normalización

Exactitud: Producción:
Error de repetibilidad Método de producción
Error sistemático Fecha de separación
Error total
Niveles de confianza Tiempo de vida útil

Se confirma, que las fuentes patrón de radionúclidos son trazables al National Institute of
Standards and Technology (NIST). Se usan tales fuentes patrón, diluciones de éstas, par la
calibración inicial. Estas fuentes pueden ser compradas a proveedores enlistados en las guías
de compradores publicadas anualmente. Antes de la compra a los proveedores comerciales, se
pregunta sobre la trazabilidad del radionúclido de interés. Una buena discusión de la
trazabilidad de la NIST está dada en la referencia 12 de esta sección. Se han publicado
ejemplos de certificados de calibración y de certificados de trazabilidad de la NIST. Hasta el
momento, las soluciones patrón de radioisótopos se pueden comprar en la IAEA† y en el
NIST§. Los participantes en el Programa de Estudios de Evaluación de Desempeño de la
USEPA pueden obtener soluciones de radionúclidos normalizadas por pedido.

§
U.S. Department of Comerce, Technology Administration, National Institute of Standards and Technology,
Standard Reference Materials Program, Building 202, Room 204, Gaithersburg, MD 20899.
9


Se usan fuentes de verificación para determinar los cambios en la velocidad de conteo, la
eficiencia del conteo, o la calibración de la energía, o ambos. Estas fuentes deben ser de
pureza y actividad radioquímica suficiente para permitir la corrección por desintegración, pero
ellas no necesitan tener una velocidad de desintegración conocida aproximada (por ejemplo, no
necesitan una fuente patrón).

Los materiales patrón de referencia (MPR) son materiales radiactivos que tienen una adecuada
actividad y un contenido de radionúclidos conocido y una velocidad de desintegración
radiactiva, o la velocidad de emisión de partículas o de fotones. Ello pueden usarse como
muestras de control de laboratorio internas, trazadores internos, o matriz de adiciones
conocidas ciegas. Ellas deben tener calibraciones trazables al NIST o equivalente.

1.2 CONTROL DE CALIDAD PARA MUESTRAS DE AGUAS RESIDUALES

No es factible, generalmente, realizar análisis de colaboración (interlaboratorio) de muestras de
aguas industriales debido a la variación en la composición de los elementos y sólidos entre una
muestra y otra. Los métodos incluidos aquí han sido evaluados por medio del uso de muestras
homogéneas; también son útiles para las muestras que no lo son, después de la preparación
de las mismas (oxidación húmeda o seca por fusión o por solución o ambos), lo cual resulta en
homogeneidad. Las muestras de referencia, empleadas para los ensayos de colaboración,
pueden ser deficientes en radioelementos que presenten interferencias debido a la
desintegración durante el envío de radionúclidos de período de vida corto. Por lo regular,
aunque se hayan incorporado los pasos analíticos en los métodos para eliminar estas
interferencias, éstas no son necesarias para las muestras de referencia.

1.3 ESTADÍSTICAS

En la Sección 1030, del Standard Methods, 20TH Edition, 1998, se discuten estadísticas
aplicadas a los constituyentes químicos. También es aplicable a los análisis de radiactividad;
sin embargo, ciertos conceptos estadísticos peculiares a las mediciones de la radiactividad se
discuten a continuación.

1.3.1 Propagación de errores

Es necesario con frecuencia calcular la incertidumbre de una cantidad que no se mide
directamente, pero que e derivada, de una fórmula matemática, de cantidades medidas
directamente. Las incertidumbres de las anteriores se conocen o se pueden calcular y la
incertidumbre de la cantidad calculada derivada de ella. Estadísticamente, esto se conoce
como propagación de errores. Una de las más comunes aplicaciones de la propagación de
errores está en la combinación de todas las fuentes de error en determinadas concentraciones
del contaminante en muestras ambientales tales como suelo, aire, leche, o agua. Estos datos
incluyen errores de la toma de muestra, el análisis y de otras variables, todos los que deben ser
considerados en la determinación de la variabilidad total o la varianza.

La fórmula para la propagación de errores establece que cuando las cantidades se adicionan o
se sustraen, el error combinado (dT) es igual a la raíz cuadrada de la suma de los cuadrados de
los errores individuales.

1
σ T = ( σ1 + σ 2 + σ 3 + .... + σ 2 )
2
2
2
n
2

10


La aplicación de la ley de la propagación de los errores es posible debido a que la varianza es
una propiedad aditiva:

σ T = σ2 +1 +σ 2 + σ 3 + ..... + σ 2
2
2
2
n

Un número de propagación de las fórmulas de propagación del error tiene aplicación posible a
la deteminación de las concentraciones de radionúclidos en agua13. Las más comunes de éstas
se dan en la Tabla 4.

Tabla 4. Fórmula de propagación del error

Función Error de la fórmula
Q=X±Y 1
σ Q = (σ x + σ y )
2 2 2

Q = aX + bY 1
σQ = ( a 2 σ 2 + b 2 σ 2 )
x y
2

Q = XY σ2 σ2
y 1
σ Q + XY ( x
2
+ 2
) 2
X Y
X X σ2 1 σ2
Q= σA = ( x + 2) 2
y
Y Y X 2
Y

1.3.2 Desviación estándar y error de conteo

La variabilidad de toda medición está descrita por la desviación estándar, la cual puede
obtenerse a partir de las determinaciones repetidas. Existe una variabilidad inherente en las
mediciones de radiactividad debido a que la desintegración radiactiva ocurre en la forma
aleatoria descrita por la distribución de Poisson. Dicha distribución se caracteriza por la
desviación estándar de un gran número de eventos, N, que iguala su raíz cuadrada, o:

σ (N) = N1/2

Cuando N > 20, la distribución de Poisson se aproxima a la distribución normal (Gausiana).
Esta aproximación simplifica el cálculo de los intervalos de confianza y permite estimar con
exactitud del promedio y la varianza de la distribución de los resultados sin la ejecución de
conteos de réplicas.

Por lo regular, la variable de interés es la desviación estándar de la velocidad de conteo
(número de conteos por unidad de tiempo):

' N
R =
t

en donde

t = duración del conteo

11


La desviación estándar en la velocidad de conteo, cuando se hacen las substituciones
apropiadas, es:

1/ 2 ' 1/ 2 '
' N (R t) R 1/ 2
σ( R ) = = = ( )
t t t

En la práctica, todos los instrumentos de conteo poseen una velocidad de conteo de efecto
residual, B, cuando no se presenta una muestra. Con una muestra, la velocidad de conteo
aumenta hasta Ro. La velocidad neta de conteo R, debida a la muestra es:

R = Ro - B

La desviación estándar de R, la velocidad neta de conteo, se calcula mediante los métodos de
propagación de errores de la siguiente manera:

1/ 2
R B
σ( R ) =  o + 
 t
 1 t2 


en donde

Ro = velocidad de conteo total,

R = velocidad de conteo de efecto residual, y

t1 , t2 = períodos de tiempo en los cuales se midieron la muestra total y las velocidades de conteo
de efecto residual, respectivamente.

La duración del conteo para una serie de condiciones dadas, depende del límite de detección
requerido (véase a continuación). Preferiblemente se divide el tiempo de conteo en períodos
iguales, con el fin de verificar la constancia de la velocidad de conteo observada. En el caso de
conteo de bajo nivel, en donde la velocidad de conteo neta es del mismo orden de magnitud
que la del efecto residual, se emplea t1 = t2. El error calculado de esta manera incluye
solamente el error causado por la variabilidad inherente al proceso de desintegración
radioactivo y no es la desviación estándar del análisis total. La incertidumbre del conteo es la
mayor proporción de la incertidumbre total en o cerca del límite de detección. Cuando el nivel
de concentración aumenta, el porcentaje de error disminuye y los errores sistemáticos llegan a
ser la mayor proporción del error total.

Se usa un nivel de confianza de 95 %, o 1,96 desviaciones estándar, como error de conteo.
Se reportan los resultados de la concentración de la radiactividad con un error de conteo
como X ± 1,96d, o ambos en pCi/L.

1.3.3 Límite de detección

Para determinar un límite de detección más bajo (LLD) o la actividad detectable mínima (MDA),
se han utilizado diferentes convenciones con una terminología y matemáticas determinadas. El
procedimiento recomendado aquí, usado en el Laboratorio de Medidas Ambientales2, está
basado en los ensayos de hipótesis15.
12


El LLD se define como la cantidad más pequeña de muestra de radiactividad que proporciona
un conteo neto para el cual existe un nivel de confianza predeterminado que indica que la
radiactividad será medida. Pueden ocurrir dos errores: el Tipo I, en el cual se alcanza una
conclusión falsa sobre la existencia de la radiactividad, y el Tipo II con la falsa conclusión sobre
la ausencia de la radiactividad.

El LLD podrá aproximarse a

LLD = (Kα + Kβ)So

en donde

Kα = valor para el porcentaje superior de la variación estándar normal, correspondiente al riesgo
preseleccionado al concluir erróneamente, que la actividad está presente (a).

Kβ = valor correspondiente para el grado de confianza predeterminado para detectar la presencia
de actividad (1-β), y

So = error estándar estimado de la velocidad neta de conteo de la muestra.

En el caso de velocidades de conteo en muestras y en efectos residuales que son similares
(como se espera en, o cerca del LLD) y para α y ß igual a 0,05, la menor cantidad de
radiactividad que posee un 95 % de probabilidad de ser detectada es:

LLD95 = 4,66 Sb

en donde

Sb = desviación estándar de la velocidad de conteo de los efectos residuales, cpm.

Para convertir LLD a concentración, se usan los factores apropiados de volumen de muestra, la
eficiencia de conteo, etc. Obsérvese que la aproximación LLD = 4,66 Sb puede emplearse
únicamente en determinaciones donde Sb es conocido, de manera que So = 2½ Sb y no existen
interferencias de conteo. Como ejemplos de determinaciones apropiadas están el tritio, alfa o
beta total, o una sola determinación del núclido.

Cuando se agregan trazadores para determinar el rendimiento o para determinar que se cuenta
más de un radionúclido en una muestra, se usa la forma general de la ecuación anterior, en la
cual el 95 % del nivel de confianza sería:

LLD95 = 3,29 So.

1.4 CÁLCULO Y EXPRESIÓN DE RESULTADOS

Los resultados de los análisis de radiactividad usualmente se reportan en términos de
“actividad” por unidad de volumen o masa a 20 °C. La unidad reconocida para la radiactividad
es el Becquerel, Bq, que es igual a una desintegración por segundo. Una unidad comúnmente
usada para reportar concentraciones en el ámbito ambiental es el picocurie (pCi) = 2,22
desintegraciones por minuto (dpm), o 1 X 10-12 Curie (Ci) o 1 x 10-3 nanocuries (nCi) o 1 X 10-6
microcuries (µCi).
13


Fórmulas específicas para el cálculo de la actividad por volumen o masa de presentan en los
métodos individuales y usan la fórmula general:

R net
C =
eyivdu

en donde

C = es la actividad por unidad de volumen, en unidades o actividad/masa o volumen,

Rnet = velocidad de conteo neto, cpm

e = eficiencia del conteo, cpm/dpm

y = rendimiento químico

i = factor de corrección de crecimiento interno

v = volumen o masa o porción

d = factor de desintegración , y

u = factor de corrección de unidades

Los valores para las variables son dependientes del método. El reporte de los resultados en
una manera que no implica una precisión mayor o menor que la obtenida en el método (véase
la Sección 1030 del Standard Methods, 20TH Edition, 1998).

En los reportes de datos radioquímicos, se incluyen los errores sistemáticos y aleatorios
asociados, así como la actividad mínima detectable. Para algún tratamiento de datos futuros es
necesario reportar el resultado como calculado sin considerar el signo del valor absoluto, por
ejemplo, valores menores. El objetivo de usar datos, por ejemplo, el monitoreo con
consentimiento, la investigación, el cálculo de la dosis, o el monitoreo dirigido, dictarán el
formato del informe de datos.

La siguiente fórmula ilustra el cálculo de la incertidumbre del conteo con un nivel de confianza
del 95 %.

R0 B 12
1,96( + )
t1 t2
E =
eyivdu

en donde

E = error de conteo,

R0 = velocidad de conteo de la muestra total

t1 = duración del conteo de la muestra, min

B = velocidad de conteo del efecto residual, cpm,

t2 = duración del conteo del efecto residual , min, y

e, y, i, v, d, u, como se definieron previamente.

14


2. INSTRUMENTOS DE CONTEO

2.1 INTRODUCCIÓN

Los instrumentos analíticos radioquímicos operan sobre el principio de que la salida de la
energía por el evento de la radiación se detecta y se registra mediante un instrumento
adecuado para el tipo de radiación emitida. Una descripción de la instrumentación típica del
conteo se presenta pero no se debe entender que es exclusiva. El instrumento de efecto
residual y la eficiencia de conteo fraccional se deben medir e integrar a los cálculos e las
muestras. Estas características se pueden comparar con datos históricos y se usan para
evaluar la estabilidad del instrumento.

2.2 DESCRIPCIÓN Y OPERACIÓN DE LOS INSTRUMENTOS

2.2.1 Contadores proporcionales de flujo de gas: operan con el principio de que las partículas
radiactivas, por ejemplo, partículas alfa y beta, causan la ionización en el gas con la
multiplicación de los electrones resultantes y la recolección en el ánodo del contador. El pulso
del voltaje es proporcional al voltaje impreso y el número pares iónicos iniciales formados, en
consecuencia el término “contador proporcional”. Las partículas alfa producen un pulso mucho
mayor que las partículas beta; esto provee un medio para distinguirlas entre sí.

2.2.1.1 Contador proporcional interno sin ventana

a) Principio y usos: el contador proporcional de flujo de gas interno acepta
planchetas dentro de la cámara del contador y, en el voltaje de operación,
registra los pulsos de corriente producidos por las partículas radiactivas o los
fotones emitidos en el gas de conteo. Los contadores proporcionales internos
son adecuados para determinar la actividad en la curva característica de meseta
de operación alfa y la actividad alfa y beta en la curva característica de meseta
de operación beta. La actividad alfa, beta o ambas, se puede referir al tipo de
radiación producida por los radionúclidos presentes en la muestra. La energía de
la actividad presente en la muestra tiene un efecto en la eficiencia de detección
del contador y en el proceso de conteo. Estos efectos de conteo, usualmente
son considerados durante la calibración del instrumento.

Teóricamente, la mitad de la radiación se emite en la dirección de la plancheta y la
mitad en la dirección del detector. Dependiendo de la energía o de las energías de
los isótopos de la muestra, un porcentaje de radiación alfa o beta es deflectada en el
contador de gas por las muestras sólidas, la plancheta o las paredes de la cámara
de conteo. Algo de la radiación beta, pero sólo de 1 % a 2 % de la radiación alfa, se
deflecta en el gas de conteo por los sólidos de la muestra, la plancheta, o las
paredes de la cámara de conteo, produciendo en algunos casos eficiencia de
conteo mayores del 50 %. Para muestras sin peso, considerablemente más del
60 % de la radiación beta se cuenta. La preparación de la muestra debe hacerse
con cuidado para prevenir que la muestra o la plancheta distorsionen el campo
eléctrico del contador y reduzcan la velocidad de conteo. Se debe evitar superficies
no conductoras, polvo en el aire, y vapor de la humedad o de solventes, porque
estos pueden dañar el contador del detector.

b) Componentes: El instrumento consiste de una cámara de conteo, un pre-amplificador,
amplificador, escalador, suministro de potencia de alto voltaje, temporizador, y
registrador. Se usa gas de conteo específico y accesorios, se hacen ajustes para la
sensibilidad, y se opera de acuerdo con las instrucciones del fabricante.

15


c) Verificación del funcionamiento:

1) Fuentes radiactivas: Véase el numeral 1.1.3.5

2) Curva característica de meseta (alfa o beta). Véase la Figura 1.

(a) (b) (c)

Fuente: 1/2 Beta, 1/2 Alfa Fuente: 1 Beta Fuente: 1 Beta

Alfa - Beta

Descarga
Curva de

Continua
Curva

Curva
Beta
Codo

Voltaje de Voltaje de
operación operación
de Alfa
Curva

Alfa-Beta

Umbral
Velocidad de conteo

Umbral de Alta

Umbral de
Beta

Voltaje de
operación de
Alta Pérdida de Beta (ver nota)

Voltaje aplicado en el
ánodo

Figura 1. Forma de las curvas de velocidad de conteo - voltaje del ánodo

Explicación: las Figuras (a) y (b) son para un contador proporcional interno con gas P-10; la Figura (c) es para un
contador Geiger-Muller con gas Geiger. (NOTA Las pérdidas de beta dependen de la energía de radiación, del
espesor de la ventana y de la ruta del aire.)

3) Efecto residual (alfa o beta)

4) Calibración inicial (alfa o beta): el propósito de la calibración inicial es
ajustar la eficiencia del conteo de acuerdo con el espesor de la muestra
(lo que causa la absorción misma de algunas partículas alfa o beta en la
matriz de la muestra). La calibración inicial es un procedimiento
independiente). Véanse los procedimientos individuales para las
instrucciones de calibración iniciales específicas. Los valores de las
curvas de calibración no necesitan restablecerse después de la
calibración inicial si la respuesta de la fuente verificada se monitorea
regularmente y se indica la estabilidad del instrumento.

5) Calibración continua (verificación de la fuente): se verifica la estabilidad
del instrumento bajo la tensión de funcionamiento, mediante el conteo
rutinario verificada (véase el numeral 1.1.3.5). Si el conteo de la fuente
está dentro de las dos desviaciones estándar del promedio de la
velocidad de conteo previamente determinada, se establece
confiabilidad/estabilidad del instrumento. Si no se reproduce el conteo de
la fuente de esta manera, se vuelve a repetir el ensayo. Si no se alcanza
la estabilidad se debe corregir el instrumento.

16


6) Conteo de la muestra. Se coloca la muestra preparada sobre la plancheta
en la cámara del contador y se asegura el contacto eléctrico entre la
plancheta y la cámara. Se llena con el gas de conteo y se cuenta durante
el tiempo preestablecido, con el fin de obtener la precisión deseada
(véase el numeral 1.4). Se cuentan las muestras en una geometría
consistente con la calibración inicial.

2.2.1.2 Contador proporcional de ventana delgada

a) Principio y usos: el contador proporcional de ventana delgada, con o sin
protector y/o circuito de guarda tipo no coincidencial, tiene una aplicación para el
conteo de varios niveles de actividad alfa y beta. Estos tienen un 50 % de la
sensibilidad que poseen los contadores proporcionales internos, puesto que la
geometría del conteo no es tan favorable y las pérdidas por absorción
(trayectoria del aire y ventana) son mayores.

Puesto que la muestra se encuentra afuera del contador de gas, este detector se
afecta menos que el contador proporcional interno, cuya contaminación es
causada por residuos sueltos, pérdidas debidas a la humedad restante, y a la
escasa conductancia eléctrica.

Los laboratorios de radioquímica más modernos, usan contadores protegidos
equipados con circuito de guarda tipo no coincidencial (contador alfa/beta de
efecto residual bajo) que darían fácilmente una sensibilidad alta.

Algunos sistemas de detección de ventana delgada fabricados, ofrecen
simultáneamente contadores alfa/beta. Se pueden escoger las opciones de
contadores de muestras individuales, cambiadores de muestras automáticos,
ordenadores detectores múltiples, o contadores alfa/beta simultáneos.

b) Componentes (véase el numeral 2.2.1.b))

c) Verificación del funcionamiento

1) Fuentes radiactivas (véase el numeral 1.1.3.5)

2) Curva característica de meseta. Véase el numeral 2.2.1.1 c) 2). Para
sistemas de ordenadores de detección múltiple, se determina la meseta en
cada detector. Se selecciona un punto de meseta para sistemas de conteo
simultáneos, siguiendo las recomendaciones del fabricante. Se ajusta el
“cross talk” (definido como el porcentaje de conteo alfa representado en el
canal beta o el porcentaje de conteo beta en el canal alfa). Se determinan
los valores de “cross talk” durante la calibración del detector y se ajusta el
conteo del detector para cumplir las necesidades de un ensayo dado.

3) Efecto residual. Véase el numeral 2.2.1.1 c) 3). Se mide el efecto residual
en cada detector cuando se usa un sistema ordenador con detector
múltiple.

4) Calibración inicial. Véase el numeral 2.2.1.1 c) 4).

17


5) Calibración continua. Véase el numeral 2.2.1.1 c) 5). Se hace una
determinación de la fuente de verificación sobre cada detector en los
sistemas ordenadores con detector múltiple.

6) Conteo de la muestra. Se pone la muestra preparada en un soporte de
acuerdo con las instrucciones del fabricante y se ajusta el instrumento para
un conteo preestablecido o la duración predeterminada, para dar la
precisión de conteo deseada. (Véase el numeral 1.4). Se hace el conteo de
las muestras en una geometría consistente con la calibración inicial.

2.2.2 Contador de centelleos alfa

Se usa un contador de centelleo alfa para detectar y cuantificar los radionúclidos de emisión alfa. Si
hay más de un radionúclido en la muestra, el instrumento lo detectará y contará todas las emisiones
alfa sin tener en cuenta su fuente o energía. Sin embargo, el análisis puede ser hecho más específico
para los radionúclidos mediante un procedimiento radioquímico para separar los radionúclidos
deseados. El radionúclido (por ejemplo de ocurrencia natural 226Ra, Th, U, etc.) se repcipita
usualmente y se hace el montaje como una capa delgada (= 5 mg/cm2) sobre las planchetas.

2.2.2.1 Principios y uso

Una partícula alfa interactúa con sulfuro de zinc fosforado (que contenga plata). Una porción de la
energía cinética de la partícula alfa causa la excitación de los átomos del contador de centelleo.
Cuando los átomos retornan al estado más bajo de energía ellos liberan la energía extra como luz
visible. Este proceso es denomina centelleo. La luz es adicionalmente transformada en una
corriente eléctrica mediante un tubo fotomultiplicador acoplado que amplifica la corriente eléctrica
en pulsos medibles. Estos pulsos causan un escalado y el pulso es registrado como un “count”.
Dependiendo de la cantidad de radionúclido presente, y la estadística requerida, se cuantifica una
muestra bastante grande para obtener la sensibilidad requerida. El contador se calibra con un
precipitado de capa delgada de un radionúclido o de un radionúclido electrodepositado.

2.2.2.2 Componentes

El contador de centelleo consta de una cámara de muestra hermética a la luz con un detector de
fósforo acoplado a un tubo multiplicador (PMT) y un soporte de muestra, un suministro de alto
voltaje, un amplificador discriminador, un escalador y una capacidad de dar lecturas.
Generalmente el tubo fotomultiplicador tiene un diámetro de ventana mayor que el de las
muestras. Se ubica elfósfor entre la muestra y el tubo foto multiplicador. La distancia entre la
superficie de la muestra y la cara del PMT es usualmente de 3 mm a 5 mm. Se pone el fósfore de
tal manera que la ventana del tubo fotomultiplicador esté en contacto óptico con el contador de
centelleo. Bajo estas condiciones, la eficiencia de conteo es del 35 % al 40 %. El radón –222
(radio 226 por emanación de radón) se pueden contar con una celda de cetelleo alfa (celda
modificada de Lucas) y una cámara sencilla modificada (véase la Sección 7500 - Ra.C, del
Standard Methods, 20TH Edition, 1998). Para detalles sobre la operación y la calibración de un
contador de cetelleo, revísense las instrucciones del fabricante.

2.2.2.3 Verificación del funcionamiento

1) Fuentes radiactivas (véase el numeral 1.1.3.5)

2) Curva característica de meseta. Encontrar el viltaje de operación usando una
fuente radiactiva en donde la velocidad de conteo es consistente para un rango de

18


voltaje especificado de acuerdo con las recomendaciones del fabricante. Véase el
numeral 2.2.1.1 c) 2) para discusión adicional.

3) Efecto residual. Dos efectos residuales necesitan considerarse cuando se trata de
contadores de centelleo alfa.

a) El efecto residual del instrumento electrónico mide característicamente el
ruido electrónico del sistema. Se determina con una cámara de conteo
vacía y debe variar desde 0 cpm hasta 1 cpm. Los datos de efectoresidual
electrónico se usan para evaluar el funcionamieto del instrumento.

b) El segundo tipo de efector esidual en el de la cámara y se cuenta con el
sulfuro de cinc fosforado en el sitio. Este efecto residual es causado por la
contaminación de las partes del instrumento, el material de construcción del
cuarto de conteo, y la proximidad de fuentes radiactivas. Usar una duración
de conteo de efecto residual de la cámara equivalente a la duración de
conteo más larga de la muestra. No confundir la velocidad de conteo del
efecto residual con la velocidad de conteo del laboratorio o del blanco
reactivo. Bajo algunas circustancias, estas velocidades de conteo pueden
ser aproximadamente iguales.

4) Calibración inicial. El propósito de la calibración inicial es ajustar la eficiencia de
conteo del centelleo de acuerdo con el espesor de la muestra (la que causa la
absorción de algunas partículas alfa o beta en la matriz de la muestra) o la
geometría de la celda en el caso de celdas de centelleo. La calibración inicial es
dependiente del procedimiento. Véanse los procedimientos individuales para la s
instrucciones de la calibración inicial. Los valores de las curvas de absorción no
decesitan ser reestablecidas después de la calibración inicial si se verifica la
respuesta de la fuente y monitorea regularmente e indica la estabilidad del
instrumento. Recalibrar periódicamente las celdas de centelleo.

5) Calibración continua. (verificar la fuente). Véase el numeral 2.2.1.1 c) 5).

6) Conteo de la muestra. Se pone la muestra preparada en la cámara de conteo de
acuerdo con las instrucciones del fabricante. Tomar las siguientes precauciones:
asegurar que la cámara de conteo es hermética a la luz; asegurar que el tubo
fotomultiplicador no está expuesto a la luz directa mientras se está aplicando el
voltaje alto; dejar que la muestra en la cámara oscura se adapte antes de iniciar el
conteo; hacer el conteo para una duración preajustada, o un conteo preajustado
para dar la precisión de conteo deseada; asegurar que la muestra está en contacto
con el fósforo; y hacer el conteo de las muestras en una geometría consistente con
la calibración inicial.

2.2.3 Contador líquido de centelleos

Un sistema de espectrómetro de centelleo líquido se usa para detectar los fotones de la uz
emitida fde la solucióin de centelleo, por uno o más tubos de fotomultiplicadores. Los
espectrómetros de centelleo cuentan el número de de centelleos (fotones) emitidos del vial de
la muestra. Para una primera aproximación, el número de fotones producido en el contador de
cetelleos es proporcional a la energía inicial de la partícula. Esta información es una ayuda
para determinar el radionúclido presente.

19


2.2.3.1 Principios y uso

Una muestra que contiene radionúclidos de emisión beta (o alfa), se mezcla con el líquido de
centelleo. La partícula beta (o alfa) se detecta por el intercambio de energía con el medio de
deteción. La partícula excita las moléculas del solvente, la cual transmite su energía de excitación
al solvente mediante un proceso de colisión. La molécula soluto ecitada retorna rápidamente a su
estado inicial mediante la emisión de un fotón. La intensidad del centelleo deoende del número de
moléculas soluto excitadas y de la energía inicial de la partícula. El centelleo líquido es
comúnmente usado para determinar las actividades de algún alfa (por ejemplo, 222Rn y similares) y
los mayores emisores de energpía beta baja tales como 3H y 14C. Las eficiencias de conteo
aproximada al 100 % se pude obetener de algunos radionúclidos.

2.2.3.2 Componentes

El sistema de conteo de centelleo líquido consiste en un contador de centelleo líauqido,
(centelleador orgánico diluido con un solvente apropiado), un vial de polietileno o de vidrio, y un
contador de centelleo líquido (con uno o más tubos fotomultiplicadores acoplados a unnanalizador
multicanal o individual), y un dispositivo de lectura.

2.2.3.3 Verificación del funcionamiento:

1) Fuentes radiactivas (Véase el numeral 1.1.3.5).

2) Efecto residual. Se consideran dos efectos residuales cuando se trata de
espectrómetros de centelleo líquido.

a. Efecto residual del instrumento o electrónico. Véase el numeral 2.2.2.3 c) 3) a.
Determinar el efecto residual con una cámara de conteo vacía y un vial oscuro.
Algunos fabricantes suministran vilaes oscuros o negros (un vial de conteo
lleno con material negro tal como grafito) para este propósito.

b. Cámara de efecto residual. Véase el numeral 2.2.2.3 c) 3) b. Determinar el
efecto residual usndo un vial, (algunas veces suministrado por el fabricante)
que contenga un centelleador líquido (coctel) y un apropiado volumen de agua
de bajo efecto residual (agua con actividad no detectable). Usar una cámara de
duración de coenteo de efecto residual equivalente a la duración más larga de
conteo de la muestra.

3) Calibración inicial. Antes de analizar la muestra, se optimizan las condiciones de
conteo para el radionúclido de interés. (por ejemplo, algún nalista maximiza la
figura de mérito, E2/B donde E = eficiencia y B = velocidad de conteo de efecto
residual) para cada radionúclido. Las condiciones de conteo óptimas, no necesitan
ser reestablecidas después de la calibración inicial si al verificar la respuesta de la
fuente se monitorea regularmente e indica la estabilidad del isntrumento. Una vez
se han seleccionado las condiciones óptimas mediante el uso de una fuente pura,
se determina la muestra de eficiencia de conteo mediante uno de los diferentes
métodos (véase la sección 7500 – 3H y la sección 7500 Rn del Standard Methods
for the Examination of Water and Wastewater. 20TH Edition. 1998: adiciones
normalizadas, curvas de extinción, o normas de laboratorio preparadas.

4) Calibración continua. (verificar la fuente). Véase el numeral 2.2.1.1 c) 5). Véase la
sección 7500 Rn del Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater. 20TH Edition. 1998, para procedimientos de calibración específica
para radón-222 mediante el conteo de centelleo líquido.

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5) Conteo de la muestra. Se ponen las muestras preparadas en la cámara de conteo,
se deja que las muestras se adapten a la oscuridad, y se hace el conteo para una
duración preajustada, o un conteo preajustado para dar la precisión de conteo
deseada. Como con otras técnicas de conteo, tratar con las siguientes
interferencias: extinción (fotón, química, o color),
quimiluminiscencia/fotoluminiscencia, electricidad estática, variaciones del volumen
de centelleo, homogeneidad de la muestra, efecto residual, radionúclidos múltiples
y deparación de fases.

2.2.4 Espectrómetro alfa

2.2.4.1 Principio y usos

Las emisiones alfa procedentes de una muestra entran en un detector sensible de volumen e
interactúan con el detector de átomos. La ionización del detector y la recolección de los
electrones por medio de una tensión polarizada aplicada al detector permite la generación de
un impulso de tensión eléctrica proporcional a la energía de partículas alfa depositadas.

2.2.4.2 Componentes

Un espectrómetro alfa consiste en un detector, una cámara de vacío para el detector y la
muestra, un preamplificador, un detector de suministro de tensión polarizada, un amplificador
lineal, un amplificador polarizado, una bomba de vacío y un analizador multicanal (con ADC y
un registro de memoria) o un analizador de un solo canal. Tiene una capacidad de lectura de
datos similar a la mencionada bajo la espectrometría gama.

2.2.5 Espectrómetros gama

El análisis espectral gama podrá llevarse a cabo con un mínimo de preparación de la muestra.
A menos que se obtenga un espectro muy complejo con superposición de los picos, es
innecesaria la separación química seguida por el análisis gama en medidas cuantitativas en
cada fracción de muestra. Este método excluye, normalmente, los radionúclidos de emisión de
no gama, y se miden con una gran incertidumbre los que tengan energías de emisión de fotón
inferiores a 0,01 MeV. Actualmente se usan dos tipos de espectrómetros gama: el yoduro de
sodio, el talio activado [NaI(Tl)], un sistema de cristales activado con el fenómeno de centellos,
y los diodos de germanio, algunos con litio activado [Ge(Li)].

2.2.5.1 Principio

Los fotones gama procedentes de una muestra penetran el volumen sensible del detector e
interactúan con los detectores de los átomos. Estas interacciones se convierten en una
pulsación de tensión eléctrica proporcional a la energía de fotón.

Los impulsos se almacenan en secuencias equivalentes a los incrementos finitos de energía
(tales como 0,02 MeV/canal, para los sistemas NaI y 0,001 MeV/canal, para los sistemas Ge)
por encima de todo el intervalo del espectro (de 0,1 MeV a 2 MeV) dependiendo de las
capacidades del instrumento y de la elección del operador.

Después de efectuado el conteo, éstos acumulados en cada incremento de energía de un
espectro global se analizan para obtener el número y la energía de los picos (un ensayo
cualitativo), o para lograr el número de impulsos asociados con cada pico, o son corregidos
para la obtención del conteo de referencias y de la interferencia procedente de las emisiones
gama (un ensayo cuantitativo). Debido a que cada radionúclido de emisión gama tiene,

21


generalmente, varios picos, uno de los cuales emite la mayor abundancia de pulsaciones, el
número de radionúclidos en la muestra que se va a analizar es limitada por la probabilidad de
que la superposición o la interferencia de picos genere errores. Los sistemas de yoduro de
sodio NaI son prácticos para el análisis de cuatro a ocho compuestos. Con mezclas más
complejas se utiliza la separación química, seguida de un análisis de espectro gama de cada
fracción, o se usa el sistema Germanio (Ge).

a) En los sistemas de cristal de NaI, la interacción entre los fotones gama y el
detector genera el ascenso de impulsos de luz, los cuales son proporcionales, en
intensidad, a la energía gama del fotón. Los impulsos de luz entran al tubo
fotomultiplicador (PMT) y son convertidos en impulsos de tensión eléctrica
proporcionales a la intensidad de la luz (centelleo) debido a los compuestos
implicados, el tiempo de resolución es alrededor de 10-9s.

b) En los sistemas de detector diódico de Germanio la interacción entre los fotones
gama y éste ioniza los átomos detectores; una tensión polarizadora aplicada al
mismo permite la recolección de electrones proporcional a la energía de fotón
depositada con una tensión de resolución de 10-9s a 10-13s. Un sistema como
éste, goza, excepcionalmente, de una alta resolución.

2.2.5.2 Componentes

Un espectrómetro gama consta de un detector, de un sistema analizador de amplitud de
impulsos con capacidad de lectura de datos y de una cubierta. Se conecta el detector a un
preamplificador y a un suministro de potencia de alta tensión. Tanto el detector como la
muestra se colocan en un recipiente metálico (de 10 cm a 20 cm de acero o equivalente) con el
fin de reducir el nivel de referencia de la radiación externa.

El sistema analizador de amplitud de impulsos consiste en un amplificador lineal, uno
polarizado, una ayuda de campo (ADC), un registro de memoria y un mecanismo de control
lógico. La capacidad de dicho control permite el almacenamiento de datos bajo varias formas,
lo mismo que la presentación o la llamada de los mismos. El sistema de lectura de datos
contiene más de un osciloscopio para la visualización, un indicador de lectura, una máquina de
escribir eléctrica o impresora digital, una grabadora magnética, un sistema registrador en banda
de papel, un registrador de rayos X-Y o un trazador y un terminal de computadora con
capacidades asociadas a la misma.

El osciloscopio es útil para alinear el instrumento con estándares como: 60Co, 137Cs, y 207Bi. La
capacidad del computador es esencial en la reducción de los datos en los procedimientos de
separación del espectro complejo.

Un detector de centellos común (NaI) es un cristal de 10 cm de diámetro por 10 cm de espesor,
sellado herméticamente en un contenedor, el cual es ajustado ópticamente a un tubo
fotomultiplicador.

Un detector de Germanio común de alta resolución consta de un diodo de más de 30 cm3 de
volumen sensible, encajado en un cilindro de cierre hermético de 7,6 cm de diámetro con una
varilla sumergida en nitrógeno líquido dentro de un criostato grande; un preamplificador y un
detector de suministro de tensión polarizadora. Se enfría el detector con la ayuda de nitrógeno
líquido, con el fin de proteger el diodo y reducir la generación de ruido electrónico. El primer
detector se debe mantener a la temperatura del nitrógeno líquido todo el tiempo, mientras que

22


el segundo puede ser enviado o almacenado a temperatura ambiente. Se debe usar un
amplificador lineal que mantendrá la resolución de impulsos provistos por el detector.

Un analizador de espectro gama de un sólo canal es similar a un analizador multicanal, excepto
en que está limitado al examen de un solo intervalo de energía a la vez. El instrumento tiene un
mejor uso cuando se utiliza en la determinación continua de un residuo que presente una
composición fija de radionúclidos, para tomar medidas de partículas gama totales, o en la
medición de un radionúclido de una sola emisión gama. Es similar al analizador multicanal,
excepto en que el diseño es comparativamente poco costoso.

3. INSTALACIONES

3.1 ÁREA DE CONTEO

El diseño y construcción de un cuarto de conteo puede variar ámpliamente de un laboratorio a
otro. Se debe facilitar un área libre de polvo y de humo para proteger la estabilidad eléctrica de
la instrumentación.; sin embargo, no se requiere de un “área limpia” con acceso controlado. La
radiación de residual tanto como sea posible escogiendo cuidadosamente los materiales de
construcción de las paredes, el piso, y los techos, así como asegurando que las muestras
contienen actividad apreciable están localizadas distantes del área en donde se encuentran los
equipos. Construir los pisos y las tapas del contador de materiales fáciles de limpiar en eventos
de contaminación.

Para evitar la inestabilidad de los instrumentos, se debe contar con aire acondicionado, control
de humedad o ambos. Seguir las instrucciones del fabricante tan cercanamente como sea
posible, para las operaciones a la temperatura y humedad indicadas. La mayoría de los
instrumentos de conteo son suministrados con circuitos de regulación de voltaje adecuados
para controlar las mínimas fluctuaciones en la voltaje. Para fluctuaciones inusuales se debe
usar un regulador/transformador auxiliar de voltaje. Finalmente, localizar el área de conteo en
una zona mínima de flujo de movimiento.

Se puede usar un laboratorio químico moderno para procesar muestras ambientales de rutina
para el análisis radioquímico. Preferiblemente, se segregan niveles de radiactividad no-
ambientales para excluir la contaminación cruzada y lo concerniente a la salud. Establecer un
espacio adecuado entre instrumentos para permitir el acceso necesario para el mantenimiento
periódico requerido.

3.2 LABORATORIO DE RADIOQUÍMICA

La principal consideración en el diseño de un laboratorio radioquímico es el control de la
contaminación. El nivel de concentración de la radiactividad encontrado en muestras
ambientales no produciría normalmente problemas de contaminación cruzada si se siguen las
buenas prácticas de laboratorio. En las áreas en donde se preparan patrones de radiactividad
se debe tener cuidado de minimizar la contaminación de superficies de otras muestras y del
personal. O en superficies alternas de trabajo de material impermeable, es aceptable contar
con cubiertas de papel adsorbente o de bandejas (de acero inoxidable, plástico o fibra de
vidrio) alineadas con el papel adsorbente.

3.2.1 Reactivos químicos y agua grado reactivo

La mayoría de reactivos contienen alguna radiactividad y otras impurezas que pueden producir
un error sistemático si no se tiene en cuenta. Se debe cuantificar la contribución de los
reactivos mediante el análisis de blancos. Un reactivo blanco es una muestra que tiene todos

23


los constituyentes de la desconocida excepto aquellos que se están determinando. No usar
reactivos que tengan radiactividades altas que interfieran en el resultado. Es recomendable que
el 5 % de cada análisis sea un blanco de reactivo. En la mayoría de las fases de la
radioquímica, es necesario usar reactivos de alta pureza. En tales casos, usar reactivos grado
químico. Por ejemplo, si se usa bario como transportador de radio, es necesario determinar el
contenido de radio de la sal de bario usada en el análisis. Los transportadores de tierras raras,
tales como itrio o cerio, pueden contaminarse con torio de los minerales de tierras raras.

3.2.1.2 Equipo y material de vidrio para laboratorio

Tanto el equipo como los recipientes de vidrio deben descontaminarse antes de volver a ser
utilizados. Esta descontaminación se realiza con la ayuda de detergentes y agentes complejos,
seguida, si es necesario, de enjuagues ácidos y agua destilada. Se colocan por separado tanto
el equipo como los recipientes de vidrio, con el fin de que sean almacenados y utilizados en las
muestras de actividad comparable, es decir que se debe conservar el equipo para el conteo de
referencias y de bajo nivel separado de aquél de niveles más altos, utilizando marcaciones que
lo distingan, lo mismo que gabinetes o laboratorios de almacenamientos diferentes. Se deben
usar, preferiblemente, recipientes de conteo de un solo uso, planchetas y accesorios auxiliares.
Los recipientes de vidrio que hayan sido levemente contaminados con radiactividad pueden
volver a usarse en los ensayos químicos, pero no en los radioanálisis.

3.3 SEGURIDAD EN EL LABORATORIO

Mientras que los criterios de seguridad específicos, no están dentro del alcance de esta norma,
se deben aplicar prácticas generales y prácticas de seguridad acostumbradas como parte de
las buenas prácticas de laboratorio. Cada laboratorio debe tener un plan de seguridad como
parte de un procedimiento de operación normalizado. En donde las prácticas de seguridad se
incluyan en un método aprobado, se deben seguir estrictamente.

Estimar cada químico usado que tenga riesgos potenciales a la salud y mantener su exposición
tan baja como sea razonablemente posible. Cada laboratorio es responsable de mantener un
archivo completo y actualizado de las regulaciones aplicables estimando el manejo seguro de
los químicos especificados en los métodos de análisis radioquímico. Debe estar disponible un
archivo de referencia de los datos de los materiales para todo el personal involucrado. Usar
campanas extractoras cuando sea necesario, anteojos de seguridad o un escudo para la
protección de los ojos, y usar taimen ropa protectora todo el tiempo.

3.4 PREVENCIÓN DE LA CONTAMINACIÓN

La prevención de la contaminación está acompañada de cualquier técnica que reduzca o
elimine la cantidad de toxicidad de los residuos en el punto en donde se generen. Existen
numerosas oportunidades para la prevención de la contaminación. La EPA ha establecido una
jerarquía de técnicas de gestión ambientales que sitúan la prevención de la contaminación
como la opción de primera escogencia. Siempre que sea factible, usar técnicas de prevención
de la contaminación dirigidas a la generación de residuos. Cuando los residuos no se puedan
reducir en la fuente, la opción recomendada es el reciclaje. Hay información disponible
adicional acerca de la prevención de la contaminación que se pueda aplicar a los laboratorios e
institutos de investigación

3.5 MANEJO DE RESIDUOS

Establecer prácticas de gestión e residuos en el laboratorio consistentes con todas las reglas
aplicables y regulaciones. Proteger el aire, el agua y la tierra minimizando y controlando todas
las emisiones desde campanas y operaciones de , cumpliendo con lo escrito y el espíritu de

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cualquier reglamentación o permiso sobre descargas a aguas residuales y mediante el
cumplimiento con todas las reglamentaciones de residuos y sólidos peligrosos particularmente
las reglas sobre identificación de residuos peligrosos y las restricciones de disposición ten al
tierra. Además, hay información disponible sobre la gestión de residuos.

4. RADIACTIVIDAD ALFA TOTAL Y BETA TOTAL (TOTAL, SUSPENDIDA, Y DISUELTA)

4.1 INTRODUCCIÓN

4.1.1 Determinación

4.1.1.1 Radiactividad natural

El uranio, el torio, y el radio son elementos radiactivos naturales que poseen una larga duración
de series de desintegraciones radiactivas, las cuales emiten radiaciones alfa o beta y gama
hasta que se produce un elemento final estable. Dichos elementos que se presentan
naturalmente, a través de sus gases de desintegración radiactiva, como el radón y el torón, dan
origen a una macropartícula en suspensión en el aire y contribuyen a la radiactividad de la
lluvia y de las aguas subterráneas. Entre otros elementos radiactivos por naturaleza podremos
citar el potasio 40, el rubidio 87, el samario 147, el lutecio 176, y el renio 187.

4.1.1.2 Radiactividad artificial

Con el desarrollo y operación de los reactores nucleares y de otras máquinas de destrucción
atómica, se han ido produciendo grandes cantidades de elementos radiactivos. Estos incluyen
casi todos los elementos de la tabla periódica.

4.1.2 Significado

Las mediciones regulares de la actividad beta total en agua pueden ser invaluables para la
pronta detección de contaminación por radiactividad e indican la necesidad de datos
adicionales sobre concentraciones de radionúclidos más peligrosos. Con las técnicas más
simples de mediciones de rutina de la actividad alfa total y beta total, la presencia de
contaminación se puede determinar en materia de horas, mientras se requieren días para
hacer un análisis radioquímico para identificar radionúclidos presentes.

4.2 MÉTODO DE EVAPORACIÓN PARA ALFA-BETA TOTAL

4.2.1 Discusión general

4.2.1.1 Selección del instrumento de conteo

Debido a sus características de operación superiores, el contador de ventana delgada, con
recubrimiento pesado y flujo de gas proporcional al circuito de anticoincidencia es el
instrumento recomendado para el conteo de la radiactividad alfa y beta. Esto incluye un ruido
de fondo bien bajo y una alta sensibilidad para detectar y contar el intervalo de radiación alfa y
beta que son razonables, pero que no son muy amplias comparadas con los contadores
proporcionales internos. Se calibra el instrumento por adición de porciones núclidas estándar a
medios comparables a las muestras y preparando, haciendo el montaje y contando los
estándares exactamente como las muestras.

Un contador proporcional interno o de Geiger también puede usarse; no obstante, el contador
interno proporcional posee un ruido de fondo más alto para el conteo beta, que para el

25


contador de ventana delgada. La actividad alfa no puede determinarse por separado con un
contador Geiger. La actividad alfa puede medirse ya sea con un contador proporcional de
ventana delgada o uno proporcional interno; la eficiencia de conteo es superior en el contador
interno.

4.2.1.2 Calibración estándar

Cuando se ensaya la actividad beta en muestras que contienen mezclas de elementos
naturalmente radiactivos y productos de fisión, la elección de una calibración estándar puede
influenciar los resultados beta de una forma significativa debido a los factores de
autoabsorción, y a las características de la cámara de conteo, las cuales son dependientes de
la energía beta.

Se recomienda una solución estándar de cesio 137, certificada por el Instituto Nacional de
Normalización y Tecnología (NIST), inicialmente Oficina Nacional de Normalización (NBS), o
indicando la fuente de certificación, para la calibración de la eficiencia de conteo y de la
autoabsorción en las determinaciones de beta. El período de duración del cesio 137 es de 30
años, aproximadamente. Los productos de desintegración del cesio 137 son el bario estable
137 y el bario metaestable 137; éste último, a su vez, se desintegra en emisión gama. Por esta
razón, la estandarización de las soluciones del cesio 137 pueden establecerse en términos de
la velocidad de la emisión gama por mililitro o por gramo. Para convertir la velocidad gama
equivalente en velocidad de desintegración beta, se multiplica la velocidad de emisión gama
calibrada por 1,29 unidades.

El estroncio 90 en equilibrio con su desintegrante itrio 90 también es un estándar beta fuerte
adecuado; su uso es recomendado por la Agencia Estadounidense de Protección del Medio
Ambiente.

Obsérvese que los resultados beta son insignificantes, a menos que se informe el estándar de
calibración.

4.2.1.3 Pérdida de radiación por autoabsorción

La radiación originada por los emisores alfa que poseen una energía de 8 MeV y por los
emisores beta que poseen una energía de 60 KeV no escapa de la muestra si los emisores
están cubiertos por una muestra cuyo espesor sea de 5,5 mg/cm2. La radiación originada por
un emisor de partículas alfa de poca penetración es detenida si está cubierta únicamente por
4 mg/cm2 de muestras sólidas. Por consiguiente, en el conteo de bajo nivel se impone la
evaporación de toda la humedad, y es preferible destruir la materia orgánica antes de depositar
una película delgada de muestras sólidas, en las cuales la radiación puede penetrar en el
contador. En el conteo de muestras de agua para detectar la radiactividad beta, se recomienda
un espesor de los sólidos de 10 mg/cm2 ,o inferior, en el área del fondo del recipiente de
conteo. Con el fin de obtener resultados exactos, el factor de autoabsorción se debe determinar
como se indica a continuación.

4.2.1.4 Calibración del contador de eficiencia global

Se corrige la velocidad de conteo, observada para la geometría, dispersión posterior y para la
autoabsorción (absorción de la muestra).

Aunque el conocimiento de la variación en estos factores individuales es útil, se deben
determinar el rendimiento global, mediante la preparación de las fuentes de la muestra
estándar, y de los elementos desconocidos.

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a) Para medir productos de fisión mezclados o la radiactividad beta de una
composición desconocida, se emplea una solución estándar de cesio 137 o de
estroncio 90 en equilibrio, con su desintegrante itrio 90.

Se prepara un patrón (de velocidad de desintegración conocida) en una solución
acuosa de sólidos cuya composición es similar a la de las muestras presentadas.
Se adicionan volúmenes que se van incrementando en los recipientes
previamente tarados y luego se evaporan. Se hacen una serie de muestras que
contengan sólidos de 1 mg/cm² a 10 mg/cm² del área del fondo del recipiente de
conteo. Se evapora cuidadosamente hasta obtener un depósito uniforme de
sólidos. Se seca a una temperatura de 103 °C a 105 °C, se pesa y se cuenta. Se
calcula la relación de conteos por minuto para la desintegración por minuto
(eficiencia) por la diferencia de pesos de los sólidos de la muestra. Se hace una
gráfica de eficiencia contra una función del espesor de la muestra y se usa la
curva de calibración resultante para convertir los conteos por minuto (cpm) en
desintegraciones por minuto (dpm).

b) En caso de que se deban ensayar otros radionúclidos, se repite el procedimiento
anterior, utilizando soluciones certificadas de cada radionúclido. La distribución
desigual de muestras de sólidos se debe evitar, particularmente en el intervalo
de 0 mg/cm² a 3 mg/cm², tanto para la calibración como para la preparación de la
muestra.

c) Para la calibración alfa se procede como se ha descrito anteriormente, utilizando
una solución estándar de sal de uranio natural (que no sea uranio agotado), plutonio
239, o americio 241. Se vuelve a contar el estándar alfa en la tensión de operación
beta y se determina el factor de amplificación alfa (véase el numeral 3.2.5.2). Se
registra el informe de calibración estándar empleado en los resultados.

4.2.2 Equipo

4.2.2.1 Recipientes de conteo

Estos deben ser en un metal resistente a la corrosión producida por las muestras sólidas o por
los reactivos de más o menos 50 mm de diámetro, de 6 mm a 10 mm de altura, y lo
suficientemente gruesos para ser usados una sola vez. Se recomienda el uso de planchetas en
acero inoxidable para la muestras acidificadas.

4.2.2.2 Contador proporcional de ventana delgada

En él se puede acomodar un recipiente de conteo.

4.2.2.3 Contadores alternos

Otros tipos de contadores beta son los contadores proporcionales internos y los contadores
Geiger.

4.2.2.4 Filtro1)

Diámetro del poro de 0,45 m.

1)
De tipo Ha, Millipore Filter Corp., Bedford, Mass., o su equivalente
27


4.2.2.5 Crisoles Gooch

4.2.3 6 Gas de conteo

Como lo recomienda el fabricante del instrumento.

4.2.3 Reactivos

4.2.3.1 Solución indicadora de naranja de metilo.

4.2.3.2 Ácido nítrico, HNO3, 1 N.

4.2.3.3 Solución acrílica clara: se disuelven 50 mg de acrílico claro en 100 cm3 de acetona.

4.2.3.4 Alcohol etílico, 95 %.

4.2.3.5 Fluido conductor: se prepara de acuerdo con las indicaciones del fabricante (para
contadores internos).

4.2.3.6 Cesio 137 estándar certificado o solución estroncio 90 itrio 90.

4.2.3.7 Americio 241 estándar certificado, plutonio 239 o solución de uranio natural. Para el
uranio natural, se usa el material en equilibrio secular.

4.2.3.8 Reactivos para el procedimiento de combustión húmeda:

a) Ácido nítrico, HNO3, 6 N.

b) Solución de peróxido de hidrógeno: se disuelve 30 % de H2O2 en un volumen
igual de agua.

4.2.4 Procedimiento

4.2.4.1 Actividad total de la muestra

a) Por cada 20 cm2 del área de conteo del recipiente se toma un volumen de la
muestra que contenga un residuo inferior a 200 mg, en el caso de los análisis beta,
y un residuo no mayor de 100 mg en el caso de los análisis alfa. El ensayo de
conductancia específica ayuda en la selección del volumen apropiado de la
muestra.

b) La evaporación se hace por medio de las siguientes técnicas:

1) Se agrega la muestra directamente al recipiente de conteo, tarado en
pequeñas cantidades, con una evaporación justo por debajo de la
temperatura de ebullición. Este procedimiento no es recomendable en el
caso de muestras grandes.

2) Se coloca la muestra en un vaso de precipitados de vidrio o en un plato
evaporador, se agregan unas pocas gotas de solución indicadora de
naranja de metilo, HNO3, 1 N hasta un pH de 4 a 6, y se evapora en un

28


plato caliente o en un baño de vapor hasta que se aproxime a la
sequedad. Se debe evitar la cocción de los sólidos en el recipiente
evaporador. Se traslada la muestra a un recipiente de conteo tarado con
la ayuda de una espátula de caucho y de agua destilada procedente de
un recipiente de enjuague. Utilizando el agitador de caucho, se recorren
completamente las paredes mojadas del recipiente evaporador con unas
pocas gotas de ácido, se trasladan los lavados al recipiente de conteo. El
exceso de alcalinidad o de acidez mineral corroe los recipientes de
conteo de aluminio.

c) Se completa el secado en un horno a una temperatura entre 103 °C y 105 °C, se
enfría en un desecador, se pesa, y se mantiene seco hasta el momento del
conteo.

d) Los residuos de muestras que contengan partículas que tiendan a suspenderse
en el aire se tratan con unas pocas gotas de solución acrílica clara, luego se
airean, se secan al horno y se pesan.

e) Con un contador de ventana delgada se cuenta la actividad alfa o beta, o ambas.

f) Se almacena la muestra en un desecador y se cuenta, si es necesario, en caso
que se descomponga. Se debe evitar el aumento de la temperatura mientras se
efectúa el tratamiento, pues esto aumenta la velocidad de escape de los
productos gaseosos de desintegración.

4.2.4.2 Actividad de la materia disuelta

Se procede como en el numeral 4.2.4.1.a, utilizando una muestra pasada a través de un filtro
de membrana 0,45 µm.

4.2.4.3 Actividad de la materia suspendida

a) Por cada 10 cm2 del área del filtro, se toma un volumen de la muestra que no
exceda 50 mg de materia suspendida, para el ensayo alfa, y que no exceda
100 mg para el ensayo beta.

b) Se pasa la muestra a través del filtro de membrana por medio de succión; luego
se lavan los lados del filtro del embudo con unos pocos cm3 de agua destilada.

c) Se traslada el filtro a un recipiente de conteo previamente tarado y se seca al
horno.

d) Si la muestra está preparada para ser contada en un contador interno, se satura
la membrana con alcohol y se enciende. Cuando se cuenta la actividad alfa o
beta con otro tipo de contador, la ignición no es necesaria puesto que la muestra
está seca y plana. Cuando la ignición se termina, se dirige la llama del mechero
Meker hacia la parte baja del recipiente donde se encuentra una muestra
parcialmente incinerada con el fin de asegurarla al recipiente.

e) Se enfría, se pesa y se cuenta la actividad alfa y beta.

29


f) Si las partículas de la muestra tienden a suspenderse en el aire, se trata la
muestra con unas pocas gotas de solución acrílica clara, se seca al aire y se
cuenta.

g) Alternativamente, se preparan los filtros de membrana y se colocan en
contadores internos humedeciendo los filtros con un fluido conductor, se seca, se
pesa y se cuenta. Se incluye la masa del filtro de membrana en la tara.

4.2.4.4 Actividad de la materia suspendida (alterno)

Si es posible filtrar las aguas negras, las altamente contaminadas o los residuos industriales a
través de filtros de membrana en un tiempo razonable, se procede de la siguiente manera:

a) Se determina la actividad total y disuelta por medio de los procedimientos
indicados en los numerales 4.2.4.1 y 4.2.4.2, y se estima la actividad suspendida
por la diferencia.

b) Se filtra la muestra a través de una malla o filtro de papel de porosidad
establecida. El residuo fijo suspendido se seca, se incinera y se pesa. Se
traslada una capa uniforme y delgada del residuo de la muestra a un recipiente
de conteo, previamente tarado, con unas pocas gotas de solución acrílica clara.
Se seca, se pesa, y se cuenta en un contador de ventana delgada para la
actividad alfa y beta.

4.2.4.5 Actividad de muestras semisólidas no grasosas

Se emplea el siguiente procedimiento en muestras de lodo, vegetación y tierra, entre otros.

a) Se determinan los sólidos totales y fijos de las muestras representativas.

b) Se reducen los sólidos fijos granulados a polvo fino, por medio de un mortero.

c) Se traslada un máximo de 100 mg de sólidos fijos para el ensayo alfa y 200 mg
de sólidos fijos para el ensayo beta, por cada 20 cm2 de área del recipiente de
conteo (véase la siguiente nota).

d) Se distribuyen los sólidos en una capa uniforme en un recipiente de conteo
previamente tarado

(a) extendiendo una capa gruesa de crema acuosa de sólidos, que es
pesada después del secado en el horno, o

(b) distribuyendo los sólidos secos de masa conocida y extendiéndolos con
acetona y con unas pocas gotas de solución acrílica clara.

e) Se seca al horno a una temperatura entre 103 °C y 105 °C, se pesa y se realiza
el conteo.

NOTA El residuo fijado de vegetación y muestras similares usualmente causa corrosión a los recipientes de
aluminio. Para evitar esta dificultad se emplean recipientes de acero inoxidable o se trata una cantidad pesada de
residuo fijo con HCl ó HNO3 con un indicador de naranja de metilo de pH 4 a pH 6, se transfiere a un recipiente de
conteo de aluminio, se seca a una temperatura entre 103 °C a 105 °C y se vuelve a pesar. Se cuentan nuevamente.

30


4.2.4.6 Procedimiento alterno de combustión húmeda para muestras biológicas

Algunas muestras, como tejidos animales grasosos, son difíciles de procesar de acuerdo con el
numeral 4.2.4.5. Un procedimiento alterno consiste en la digestión de ácido. Al crearse un
estado altamente ácido y de oxidación, en estas condiciones, los radionúclidos volatilizados
pueden perderse.

a) A una muestra de 2 g a 10 g, colocada en un plato de sílice previamente tarado,
o su equivalente, se adicionan de 20 cm3 a 50 cm3 de HNO3 6N y 1 cm3 15 % de
H2O2 al 15 %, y se pone en digestión a temperatura ambiente por unas pocas
horas, o durante toda la noche. Se calienta suavemente y, cuando la espuma
haya descendido, se vuelve a calentar vigorosamente, evitando las salpicaduras,
hasta que esté casi seca. Se agregan otras dos porciones de HNO3 6N, de 10 cm3 a
20 cm3 cada una, se calienta a una temperatura próxima a la de ebullición, y se
continúa suavemente el tratamiento hasta la sequedad.

b) Se incinera en una mufla a una temperatura de 600 °C por 30 min, se enfría en
un desecador y luego se pesa.

c) Se continúa el ensayo, como se indica en el numeral 4.2.4.5 desde la c) hasta la e).

4.2.5 Cálculos e informe

4.2.5.1 Actividad alfa

Se calcula la actividad alfa, en picocuríes por decímetro cúbico, por medio de la siguiente
ecuación:

cpm neto x 1 000
Alfa =
2 ,22 e v

en donde

e = eficiencia global del contador calibrado (véase el numeral 4.2.1.4),
3
v = volumen de la muestra contada, expresada en cm .

El error de conteo se expresa en picocuries por tamaño de la muestra, dividiéndolos por el
tamaño de la muestra expresado en unidades apropiadas. De una forma similar, se calcula y se
informa la actividad alfa en picocuríes o nanocuríes por kilogramo de material biológico
húmedo, o por kilogramo de lodo húmedo o seco.

31


4.2.5.2 Actividad beta

Se calcula y se informa la actividad beta y el error de conteo en picocuríes o nanocuríes por
litro de fluido, por kilogramo de material biológico húmedo (peso real), o por kilogramo de lodo
húmedo o seco, de acuerdo con los numerales 4.2.5.1 y 4.2.5.3.

Para calcular los picocuríes de la actividad beta por litro, se determina el valor de e en la
ecuación anterior, como se ha descrito en el numeral 4.2.1.4.

Cuando se efectúa el conteo de la actividad beta, en presencia de la actividad alfa, por medio
de los sistemas de conteo proporcionales de flujo de gas (en la curva beta), también se
cuentan las partículas alfa. Puesto que éstas son absorbidas con mayor facilidad, por el
incremento del espesor de las muestras de las partículas beta, las relaciones de conteo
alfa/beta varían. Por consiguiente, se debe preparar una curva de calibración contando los
estándares (americio 241 o plutonio 239) con el incremento en el espesor de los sólidos,
primero sobre la curva alfa, luego sobre la curva beta. Se hace una gráfica de las relaciones de
los dos conteos contra el espesor mg/cm2, se determina el factor de amplificación alfa (M) y se
corrige el conteo alfa amplificado sobre la curva beta en la muestra.

cpm neto sobre la curva beta
M =
cpm neto sobre la curva alfa

Si por medio del conteo de la curva alfa de la muestra, ésta indica una actividad alfa
significativa, se determina la actividad beta por conteo de la muestra en la curva beta y
calculando:

B − AM
Beta , pCi / cm 3 =
2 ,22 x D x V

en donde

B = conteos beta netos en la curva beta.

A = conteos alfa netos en la curva alfa.

M = factor de amplificación alfa (procedente de la gráfica).

2,22 = cpm/pCi

D = eficiencia de conteo beta.

V = volumen de la muestra, expresada en litros

Algunos contadores proporcionales de flujo de gas poseen una discriminación electrónica para
eliminar los conteos alfa en la tensión de operación beta. Para estos instrumentos, el factor de
amplificación alfa será menor a 1.

En donde se requiera una precisión superior, por ejemplo, cuando el conteo de la actividad alfa
en la curva beta es una fracción sustancial de los conteos netos por minuto de la actividad
beta, el error de conteo beta es igual (Ea2 + E b2)1/2, donde Ea es el error de conteo alfa y Eb el
error de conteo beta total.

32


4.2.5.3 Error de conteo

Se determina el error de conteo E (en picocuries por muestra), a un nivel de confianza del 95 %
a partir de:

1,96 σ( R )
E =
2 ,22 e

en donde

σ(R) = se calcula tal como se indica en el numeral 1.7 usando t1 = t2 (en minutos); y e, la eficiencia de
conteo que se define y calcula como se indica en el numeral 3.2.1.4

4.2.5.4 Información diversa que debe ser reportada

Al reportar los datos sobre radiactividad, se deben identificar adecuadamente la muestra, la
estación de muestreo, la fecha de recolección, el volumen de la muestra, el tipo de ensayo, el
tipo de actividad, el tipo de equipo para el conteo, las soluciones de calibración estándar
empleadas, particularmente, cuando se emplean estándares de conteo diferentes a los
recomendados en el numeral 3.2.1.4. El tiempo de conteo, en especial, si los isótopos de corta
duración están involucrados, el peso de los sólidos de la muestra, la clase y la cantidad de
radiactividad. Hasta ahora es posible tabular los datos para facilitar la interpretación e
incorporar la repetición de los artículos en la tabla encabezada, o en las notas de pie de
página. A menos que sea especialmente inconveniente, no se deben cambiar las unidades de
las cantidades dentro de una determinada tabla. En los ensayos de bajo nivel se efectúa el
error de conteo de una manera óptima, con el fin de que figure en la interpretación de los
resultados.

4.2.6 Precisión y desviación

En un estudio conjunto de dos juegos de muestras de agua por pares, cuyo contenido de
adiciones de radionúclidos es conocido, el cual se realizó en 15 laboratorios que determinaron
la actividad alfa y otros 16 que analizaron la actividad beta. Las muestras contenían aguas
minerales simuladas de aproximadamente 350 mg de sólidos fijos/cm3. Los resultados alfa
obtenidos en un laboratorio fueron rechazados por ser alejados.

Las extracciones promedio de la actividad alfa agregada fueron 86 %, 87 %, 84 %, y 82 %. La
precisión (error aleatorio) a un nivel de confianza del 95 % fue de 20 % y 24 % en el caso de
dos juegos de muestras por pares. El método tuvo baja desviación, pero no significativamente.
Las extracciones promedio de la actividad beta agregada fueron 99 % y 100 %. La precisión
(error aleatorio) a un nivel de confianza del 95 % fue del 12 % y del 18 %, en el caso de los dos
juegos de muestras por pares. El método no mostró ninguna desviación.

5. CESIO RADIACTIVO

5.1 INTRODUCCIÓN

El cesio radiactivo ha sido considerado uno de los núclidos radiactivos más peligrosos
producidos en la fisión nuclear. Después de su ingestión, como el potasio, el cesio se distribuye
por todo el tejido suave del cuerpo y tiene un tiempo de permanencia relativamente corto. La
duración media del 137Cs y del 137Cs es de 2 años y 30 años respectivamente, siendo ambos,
emisores beta y gama. El límite de las reglamentaciones para el agua potable, establecido por
La Agencia para la Protección del Medio Ambiente, de 4 mrem/año es equivalente a 80 pCi/cm3
y 200 pCi/cm3, respectivamente; el límite de detección recomendado para el 134Cs es de 10 pCi/cm3.
33



Principio. Si la actividad del cesio es alta, el cesio radiactivo se puede determinar directamente
mediante el conteo gama de una muestra grande de líquido (4 L), o la mezcla puede ser
evaporada hasta sequedad y luego se procede al conteo. En caso de muestras ambientales de
bajo nivel se agrega el portador de cesio a una muestra acidificada, y se recolecta el cesio
como un fosfomolibdato. Éste es purificado y precipitado como Cs2PtCl6 para el conteo. Si el
cesio radiactivo total determinado por el conteo beta excede el 30 pCi/L, se determina el 134Cs y
el 137Cs por la espectrometría gama.

5.1.2 Equipo

5.1.2.1 Agitador magnético con barra magnética revestida de TFE.

5.1.2.2 Centrífuga clínica y tubos de centrífuga.

5.1.2.3 Filtros de papel1) y filtro de fibra de vidrio, de 2,4 cm de diámetro.

5.1.2.4 Papel indicador de pH, gama amplia, de pH 1 a pH 11.

5.1.2.5 Equipo filtrador.

5.1.2.6 Instrumentos de conteo. Se usa ya sea un contador beta de referencia baja o un
espectrómetro gama.

5.2 REACTIVOS

5.2.1 Reactivo de fosfomolibdato amónico, H12Mo12N3O40P

Se disuelven 100 g de ácido molibdénico (85 % MoO3) en una mezcla de 240 ml de agua
destilada y 140 ml de hidróxido de amonio concentrado (NH4OH). Cuando se ha completado la
solución, se filtra y se agregan 60 ml de ácido nítrico concentrado (HNO3). Se mezclan por
separado 400 ml de HNO3 concentrado y 960 ml de agua destilada. Después de que las dos
muestras se hayan enfriado a temperatura ambiente se agrega la solución (NH4)6Mo7O24 al
HNO3, y se agita. Se deja reposar durante 24 h. Se filtra y se descarta el material insoluble.

Se recolecta el filtrado en un vaso de precipitados de 3 L y se calienta a una temperatura entre
50 °C y 55 °C (jamás superior a 55 °C). Se retira de la unidad de calentamiento. Se agregan 25 g
de fosfato diácido de sodio (NaH2PO4) disuelto en 100 ml de agua destilada, se agita
ocasionalmente durante 15 min, y se deja precipitar aproximadamente 30 min.

Se filtra y lava el precipitado con nitrato de potasio (KNO3) al 1 % y, finalmente, con agua
destilada. Se seca el precipitado y el papel a 100 °C durante 3 h ó 4 h. Se traslada el sólido
(NH4)PMo12O40 a un recipiente pesado y se almacena en un secador.

5.2.2 Ácido cloroplatínico, 0,1 M

Se disuelven 51,8 g de H2PtCl6.6H2O en agua destilada y se diluyen hasta 1 000 ml.

1)
De tipo Whatman No. 41, 9 cm diámetro; Whatman No. 42, 2,4 cm diámetro o su equivalente.
34


5.2.3 Portador de cesio

Se disuelven 1,267 g de cloruro de cesio (CsCl) en agua destilada y se diluye hasta 100 ml,
1 ml = 10 mg Cs.

5.2.4 Cloruro de calcio, 3 M

Se disuelven 330 g de CaCl2 en agua destilada y se diluyen hasta 1 000 ml.

5.2.5 Etanol, 95 %

5.2.6 Ácido clorhídrico, (HCl), concentrado, 6 N y 1 N.

5.2.7 Hidróxido de sodio (NaOH) 6N.

5.3 PROCEDIMIENTO

5.3.1 A una muestra de 1 L se agregan 1,0 ml de portador de cesio y HCl concentrado en
cantidad suficiente para obtener una solución HCl 0,1 N de HCl alrededor de 8,6 ml. Se agrega
lentamente 1 g de (NH4)3Pmo12O40 y se agita durante 30 min, utilizando el agitador magnético a
800 rpm. Se deja precipitar mínimo 4 h y se separa el sobrenadante decantándolo, o por medio
de la succión (provista de un embudo de vidrio invertido, conectado a una fuente de vacío).
Utilizando una corriente de HCl 1 N, se traslada cuantitativamente el precipitado, se centrifuga y
se descarta el sobrenadante.

Se lava el precipitado con 20 cm3 de HCl 1N y se separa la solución de lavado.

5.3.2 Se disuelve el precipitado por medio de una adición gota a gota de 3 cm3 a 5 cm3 de
NaOH 6 N. Se calienta sobre una llama durante varios minutos para separar los iones de
amonio. El papel pH húmedo se torna verde mientras que los vapores NH3 son emitidos. Se
diluyen 20 cm3 con agua destilada. Se agregan 10 cm3 de CaCl2 3M y se ajusta a pH 7 con HCl
6 N al precipitado CaMoO4. Se agita, se centrifuga, y se filtra el sobrenadante dentro de un tubo
de centrífuga de 50 cm3. Se lavan los residuos del precipitado del tubo de la centrífuga original
con 10 cm3 de agua destilada, se filtra a través del mismo filtro de papel, y se combina el
lavado con el filtrado. Se retira el precipitado y el filtro del papel.

5.3.3 Se agregan 2 cm3 de H2PtCl6 0,1 M y 5 cm3 de etanol. Se enfría y se agita en un baño
de hielo durante 10 min. Utilizando agua destilada se traslada a un filtro de fibra de vidrio
previamente tarado. Se lava sucesivamente con porciones de agua destilada, HCl 1 N, y
etanol.

5.3.4 Se seca a una temperatura de 110 °C durante 30 min, se enfría, se pesa, se prepara
sobre un disco de nailon y se cubre, luego se anilla con una capa plástica en poliéster y se
efectúa el conteo beta o la exploración gama en 134Cs y 137Cs.

5.4 CÁLCULO

Se calcula la concentración del cesio radiactivo de la siguiente manera:

C
Cs , pCi / dm 3 =
2 ,22 x E V R

35


en donde

C = velocidad de conteo neta, cpm

E = eficiencia de conteo
3
V = volumen de la muestra, dm

Cs2 PtCl6 recuperado, mg x 0, 394 5
R = rendimiento químico fraccionado =
Portador Cs agregado, mg

6. YODO RADIACTIVO

6.1 INTRODUCCIÓN

6.1.1 Ocurrencia y significado

El yodo radiactivo resultante del ensayo de dispositivos o aquel que se desprende durante el
uso y proceso de reactores de combustión es el asunto más importante en el monitoreo de la
radiactividad. Los productos de fisión pueden contener desde el yodo 129 hasta el yodo 135. El
yodo 129 tiene una duración media de 1,6 años x 107 años, pero una actividad específica
relativamente baja (1,73 Ci/g x 10-4 Ci/g para 129I comparado con 1,24 Ci/g x 105 Ci/g para 131I).
La duración media de 131I es de 8 d, mientras que para los demás isótopos es más corta (de 35 min
a 21 h). Actualmente, sólo 131I puede encontrarse en el agua. Al ingerirlo o inhalarlo se
concentra en la glándula tiroides y puede causar el cáncer de la misma.

El nivel de contaminación máximo en el agua potable, admitido por la Agencia para la
Protección del Medio Ambiente, es de 3 pCi/dm3 para el 131I.

6.1.2 Selección del método

De los tres métodos, el de precipitación es el que tiene prelación puesto que es simple y exige
menor tiempo. El método 6, en el cual el yodo está concentrado por absorción sobre una resina
aniónica, purificado y contado por medio de un sistema de coincidencia beta-gama, es sensible y
preciso. El método 7 utiliza la destilación. Con cada método es posible lograr el límite de detección
recomendado por la Agencia para la Protección del Medio Ambiente, el cual es 1 pCi 131I/dm3.

6.2 MÉTODO DE PRECIPITACIÓN


Principio. El portador yodado se agrega a una muestra acidificada y, después de la reducción
con Na2SO3 al yodo, el 131I es precipitado con AgNO3. El precipitado se disuelve y purifica con
polvo de cinc y H2SO4, y la solución es precipitada en tanto que PdI2 para el conteo.

6.2.2 Equipo

6.2.2.1 Instrumento de conteo

Un contador beta de bajo ruido o el contador de coincidencia beta-gama.

36


6.2.2.2 Embudo de vidrio

6.2.2.3 Equipo de filtración

Dos embudos de filtrado con su equipo respectivo (T).

6.2.2.4 Materiales de filtrado

Papel filtro; filtro de fibra de vidrio, de 2,4 cm de diámetro; o un filtro cuyo tamaño de poro tenga
un diámetro de 0,8 µm, 4,7 cm de diámetro.

6.2.3 Reactivos

6.2.3.1 Hidróxido de amonio, NH4OH, 6N.

6.2.3.2 Etanol, al 95 %.

6.2.3.3 Ácido clorhídrico, (HCl), 6N.

6.2.3.4 Portador yodado. Se disuelven 1,685 g de yodato de potasio (KIO3) en agua destilada y
se diluyen hasta 100 cm3. Se almacena en un recipiente oscuro; 1 cm3 = 10 mg I.

6.2.3.5 Ácido nítrico, (HNO3), concentrado.

6.2.3.6 Cloruro de paladio. PdCl2: se disuelven 3,3 g PdCl2 en 100 cm3 HCl 6N; 1 cm3 = 20 mg Pd.

6.2.3.7 Nitrato de plata (AgNO3), 0,1 M: se disuelven 17 g AgNO3 en agua destilada y se
diluyen hasta 1 000 cm3. Se almacena en un balón oscuro.

6.2.3.8 Sulfito de sodio (Na2SO3), 1M (preparado recientemente): se disuelven 6,3 g Na2SO3 en
agua destilada y se diluye hasta 50 cm3.

6.2.3.9 Ácido sulfúrico, (H2SO4), 2N.

6.2.3.10 Cinc en polvo, grado reactivo.

6.2.4 Procedimiento

6.2.4.1 A una muestra de 2 000 cm3 se agregan 15 cm3 de ácido nítrico (HNO3) concentrado y
1,0 cm3 de portador yodado. Se mezcla bien. Se agregan 4 cm3 de Na2SO3 1M recientemente
preparado y se agita durante 30 min. Se agregan 20 cm3 AgNO3 0,1M, se agita durante 1 h, y
se deja reposar durante 1 h. Se decanta y se separa la máxima cantidad posible de
sobrenadante. Se filtran los residuos a través de un filtro en fibra de vidrio y se descarta el
filtrado.

6.2.4.2 Se transfiere el filtrado a un tubo de centrífuga y se mezcla con 10 cm3 de agua
destilada. Se agregan 1 g de polvo de cinc y 2 cm3 de H2SO4 2N, y se agita frecuentemente
durante mínimo 30 min. Se filtra utilizando vacío a través de un embudo de vidrio, y se
recolecta el filtrado en un erlenmeyer. Se lavan tanto el residuo como el filtro con una cantidad
mínima de agua destilada y se agrega agua de enjuague al filtrado. Se descarta el residuo.

6.2.4.3 Se agregan 2 cm3 de HCl 6N y se calienta en un baño de agua a 80 °C durante 10 min.
Se agrega 1 cm3 de PdCl2 0,2 M y se pone en digestión mínimo durante 5 min. Se centrifuga y
se separa el sobrenadante.
37


6.2.4.4 Se disuelve el precipitado en 5 cm3 de NH4OH 6N y se calienta durante 5 min en un
baño de agua hirviendo. Se filtra a través de la fibra de vidrio y se recolecta el filtrado en un
tubo de centrífuga. Se descartan tanto el filtro como el residuo.

6.2.4.5 Se neutraliza el filtrado con HCl 6N, se agregan 2 cm3 en exceso, y se calienta en un
baño de agua. Se agrega 1 cm3 de PdCl2 0,2 M para precipitar nuevamente el PdI2, y se pone
en digestión durante 10 min. Se enfría levemente y se traslada a un filtro previamente tarado
con agua destilada. Se lava sucesivamente con porciones de 5 cm3 de agua destilada y 95 %
de etanol. Se seca en un horno de vacío a 60 °C durante 1 h, se pesa el precipitado, se
prepara y se efectúa el conteo beta.

6.2.4.6 Si el precipitado PdI2 final colocado en un filtro de fibra de vidrio se cuenta en un
contador beta de bajo nivel de ruido, la velocidad cuando éste es bajo, es relativamente alta
(alrededor de 1,3 cpm). Si el precipitado se recolecta en un filtro de membrana de 0,8 µm y se
seca durante 30 min a una temperatura de 70 °C, puede ser contado por medio de un sistema
de destello de coincidencia beta-gama, con una velocidad de referencia inferior a 0,1 cpm.
131
Si se utiliza un contador de nivel de ruido bajo, se debe confirmar la identidad del I, volviendo
a contar el precipitado después de una semana, con el fin de chequear la duración media.

6.2.5 Cálculo

La concentración de yodo radiactivo se calcula de la siguiente manera:

C
131
I , pCi / L =
2 ,22 x EVR x A

en donde

C = velocidad neta de conteo, cpm,
131
E = eficiencia de conteo de I como función de masa de precipitado PdI2,

V = volumen de la muestra, L

R = recubrimiento químico fraccional

recubierto Pd I x 0, 070 4
=
portador de yodo agregado

131
A = coeficiente de I de desintegración espontánea para el intervalo de tiempo entre la
recolección de la muestra y la medición.

6.3 MÉTODO DE INTERCAMBIO IÓNICO

6.3.1 DISCUSIÓN GENERAL

Principio. Se agrega una cantidad conocida de yodo inactivo bajo la forma de yoduro de potasio
(KI) como portador, y se somete la muestra al paso de oxidación-reducción utilizando
hidroxilamina y bisulfito de sodio, para convertir todo el yodo en yoduro. El yodo como yoduro
se concentra por absorción en una columna de intercambio aniónica. Siguiendo un lavado con
cloruro de sodio (NaCl) se limpia el yodo con hipoclorito de sodio. El yodo bajo la forma de
yodato se reduce a yodo (I2) extraído en tetracloruro de carbono (CCl4), y como yodo en el
agua. El yodo es precipitado finalmente como PdI2.

38


6.3.2 EQUIPO

6.3.2.1 Instrumento de conteo

Contador beta de nivel de ruido bajo o contador de coincidencia beta-gama.

6.3.2.2 Columna cromatográfica, 2 cm x 15 cm.

6.3.2.3 Soporte del filtro al vacío, área del filtro 2,5 cm2

6.3.2.4 Papel filtro, de 2,4 cm de diámetro.

6.3.2.5 Horno al vacío.

6.3.3 REACTIVOS

6.3.3.1 Portador de yodo

Se pesan aproximadamente 13 g secos de KI con una precisión aproximada de 0,1 mg. Se
disuelven en un balón volumétrico de 1 L que contenga 100 ml de agua destilada. Se agregan
10 ml de NaHSO3 1 M y se disuelve hasta la marca con agua destilada. La concentración del
portador de yodo, mg/L = g KI x 0,764 4.

6.3.3.2 Etanol, absoluto

6.3.3.3 Clorhidrato de hidroxilamina, 1M

Se disuelven 6,95 g de NH2OH.HCl en agua destilada y se diluye hasta llevarlo a 100 ml.

6.3.3.4 Ácido nítrico, (HNO3), concentrado, 8N, 1,6N

6.3.3.5 Bisulfito de sodio, 1M

Se disuelven 1,04 g NaHSO3, en agua destilada y se diluyen hasta llevarlo a 10 cm3.

6.3.3.6 Hidróxido de sodio, 12N

Se disuelven 480 g de NaOH en agua destilada y se diluyen hasta llevarlos a 1 dm3.

6.3.3.7 Hipoclorito de sodio (NaOCl) 5 %

6.3.3.8 Resina de intercambio aniónica

6.3.3.9 Tetracloruro de carbono (CCl4), grado reactivo

6.3.3.10 Ácido clorhídrico, (HCl), 3N, 1N.

6.3.3.11 Cloruro de paladio

Se disuelven 3.3 g de PdCl2 en 100 cm3 de HCl 6 N; 1 cm3 = mg Pd.

6.3.3.12 Cloruro de sodio, (NaCl) 2M

Se disuelven 117 g de NaCl en agua destilada y se diluyen hasta llevarlo a 1 dm3.

39


6.3.3.13 Solución de enjuague de clorhidrato de hidroxilamina

Se agregan 20 cm3 de HNO3 concentrado, y 20 cm3 de NH2OH.HCl 1 M, hasta completar 100 cm3
de agua destilada.

6.3.4 PROCEDIMIENTO

6.3.4.1 A una muestra de 1 dm3, en un balón, se agregan, agitando constantemente, 2,0 cm3 de
portador de yodo y 5 cm3 de NaOCl al 5 %, se calienta durante 2 min ó 3 min para completar la
oxidación. Después de la reacción de intercambio (de 2 min a 3 min), se adicionan lentamente
5 cm3 de ácido nítrico (HNO3) concentrado. Se agregan 25 cm3 de NH2OH.HCl 1M y se agita.
Se deja que la reacción continúe durante pocos segundos, se añaden 10 cm3 de NaHSO3 1M, y
se ajusta el pH hasta 6,5 con NaOH 12 N ó HNO3 1,6 N. Se agita cuidadosamente durante
unos minutos. Se agitan durante 45 min las mezclas que contengan una gran cantidad de
material orgánico, como agua fangosa. Se filtra a través de fibra de vidrio con el fin de sustraer
la materia suspendida. Se descarta el residuo.

6.3.4.2 Se vierten 20 ml de resina aniónica de intercambio dentro de una columna, y se lavan
los lados de arriba hacia abajo con agua destilada. Se pasa la muestra por la columna de
intercambio iónico a una velocidad de flujo de 20 ml /min. Se descarta el efluente. Se lava la
columna con 200 ml de agua destilada y luego con 100 ml de NaCl, 2M a una velocidad de flujo
de 4 ml /min. Se descartan las soluciones de enjuague.

6.3.4.3 Se agregan 50 ml de NaOCl al 5 % en incrementos de 10 ml a 20 ml, agitando la resina
tantas veces como sea necesario, con el fin de eliminar las burbujas de gas, manteniendo la
velocidad de flujo a 2 ml /min. Al volumen lavado, de 50 ml a 60 ml, recolectado en el balón, se
agregan cuidadosamente 10 ml de HNO3 concentrado, para llevar la muestra de 2 N a 3 N en
HNO3 y trasladarla a un embudo separador. Se agrega lentamente ácido, agitando hasta que
cese la reacción vigorosa.

6.3.4.4 Se agregan 50 cm3 de CCl4 y 10 cm3 NH2OH.HCl 1M. Se extrae el yodo bajo una fase
orgánica, sacudiéndolo durante 2 min. Se deja que las fases se separen y se traslada la fase
orgánica a otro embudo separador. Se agregan 25 cm3 de CCl4 y 5 cm3 de NH2OH.HCl 1 M al
primer embudo separador y se agita durante 2 min. Se combina la fase orgánica con la
obtenida de la primera extracción. Se elimina la fase acuosa. Se agregan 20 ml de solución
acuosa NH2OH.HCl a la fase orgánica y se agita durante 2 min. Se deja que las fases se
separen y se traslada la orgánica a un embudo separador. Se descarta la solución acuosa.

6.3.4.5 Se agregan 25 ml de agua destilada y 10 gotas de NaHSO3 1M a la fase orgánica. Se
agita durante 2 min, se deja que se separen las fases, se descarta la fase orgánica. Se traslada
la fase acuosa a un balón. Se agregan 10 cm3 de HCl 3N. Por medio de un agitador, se hierve
y se agita la muestra hasta que se evapore de 10 cm3 a 15 cm3 o comience a volverse amarilla.

6.3.4.6 Se agrega, gota a gota, 1,0 cm3 de solución PdCl2. Se enjuagan los lados del balón con
HCl 1N y se agrega HCl 1N en cantidad suficiente, hasta alcanzar un volumen de 30 cm3. Se
continúa agitando hasta que se enfríe. Se coloca el balón en una bandeja de acero inoxidable y
se almacena durante toda la noche, a una temperatura de 4 °C.

6.3.4.7 Se realiza una filtración con un filtro previamente tarado y montado sobre un soporte. Se
enjuaga el residuo con HCl 1N y después con alcohol puro. Se seca en un horno al vacío, a 60 °C
durante 1 h. Se enfría en un desecador, se pesa el precipitado, luego se tapa con poliéster y
una película de plástico del mismo material, colocando ésta sobre el precipitado. Se cuenta por
medio de un sistema de coincidencia beta-gama.

40


6.3.5 CÁLCULO

Se calcula I 131, pCi/L, como en el numeral 7.2.5.

6.4 MÉTODO DE DESTILACIÓN

6.4.1 DISCUSIÓN GENERAL

Principio. Se agrega el portador de yodo a una muestra acidificada y éste se destila en una
solución cáustica. Se acidifica el destilado y el yodo es extraído en CCl4. Después de la
extracción precedente (como la yódica), el elemento es purificado para el conteo como PdI2.

6.4.2 EQUIPO

6.4.2.1 Un equipo de destilación y un balón de fondo redondo de 3 L.

6.4.2.2 Embudo separador, 60 L.

6.4.2.3 Equipo para el filtrado: dos embudos para el filtrado con sus accesorios1)

6.4.2.4 Filtro de papel: véase el numeral 6.4.2.2.4.

6.4.3 REACTIVOS

6.4.3.1 Hidróxido de amonio (NH4OH) concentrado.

6.4.3.2 Tetracloruro de carbono (CCl4.

6.4.3.3 Etanol al 95 %.

6.4.3.4 Ácido clorhídrico, (HCl), 6N, 1N.

6.4.3.5 Portador de yodo: se disuelven 2,616 g de KI en agua destilada, se agregan dos gotas de
NaHSO3, y se diluyen hasta alcanzar 100 cm3. Se almacena en un balón oscuro. 1 cm3 = 20 mg I.

6.4.3.6 Ácido nítrico (HNO3) concentrado.

6.4.3.7 Cloruro de paladio: se disuelven 3,3 g de PdCl2 en 100 cm3 HCl 6N; 1 cm3 = 20 mg Pd.

6.4.3.8 Bisulfito de sodio (NaHSO3) 1 M: se disuelven 5,2 g de NaHSO3 en agua destilada
hasta alcanzar 50 cm3. Se prepara únicamente en pequeñas cantidades.

6.4.3.9 Hidróxido de sodio (NaOH) 0,5 N.

6.4.3.10 Nitrito de sodio (NaOH) 1 M: se disuelven 69 g de NaNO2 en agua destilada hasta
alcanzar 1 L.

6.4.3.11 Ácido sulfúrico (H2SO4) 12 N.

6.4.3.12 Ácido tartárico, C4H6O6 al 50 %. Se disuelven 50 g de C4H6O6 en agua destilada, hasta
alcanzar 100 ml.

1)
Filtro Fisher o su equivalente
41


6.4.4 PROCEDIMIENTO

6.4.4.1 A una muestra de 2 000 ml, depositada en un balón de base redonda y de 3 L, se
agregan 15 ml de C4H6O6 al 50 % y 1,0 ml de portador de yodo. Se mezcla bien, se agregan
cuidadosamente 25 ml de HNO3 concentrado frío y se cierra el equipo de destilación (véase la
Figura 2).

18 / 9 Empate

Aire

24 / 40 ST unión

Balón 3 dm ³

Destilador Tubo de carga

Figura 2. Aparato de destilación para análisis de yodo (no está a escala)

6.4.4.2 Se conecta una línea de aire a la entrada de la destiladora, se ajusta la velocidad de
flujo a más o menos 2 burbujas/s, y se destila durante mínimo 15 min hasta alcanzar 15 ml de
NaOH 0,5 N. Se enfría y se traslada la solución de NaOH a un embudo de separación de 60
ml. Se descarta el residuo que haya quedado en el destilado.

6.4.4.3 Se ajusta el destilado al ácido liviano con 1 cm3 de H2SO4 en 12 N, se oxida con 1 cm3
de NaNO2 , en 12 N. Se agregan 10 cm3 de CCl4 y se agita durante 1 min ó 2 min. Se traslada
la capa orgánica a un embudo separador limpio de 60 ml y que contenga 2 cm3 de NaHSO3, en
1 M.

6.4.4.4 Se agregan 5 ml de CCl4 y 1 ml de NaNO2 1M al embudo separador original que
contiene la capa acuosa y se agita durante 2 min. Se combinan las fracciones orgánicas. Se
vuelve a repetir la operación y se descarta la capa acuosa.

6.4.4.5 Se agita el embudo de separación cuidadosamente, hasta que la base de CCl4 se
decolore; se deja que las fases se separen y se traslada la fase acuosa al tubo de la centrífuga.
Se agregan 2 ml, de NaHSO3 1 M a un embudo de separación que contenga CCl4 agitándolo
durante varios minutos. Cuando se haya obtenido la separación de las fases, se agrega la fase
acuosa al tubo de la centrífuga. Se agrega 1 cm3 de agua destilada al embudo separador y se
agita por varios minutos. Cuando se hayan separado las fases, se agrega la capa acuosa al
tubo de la centrífuga. Se descarta la capa orgánica.

42


6.4.4.6 Para combinar las fracciones acuosas se agregan 2 ml de HCl, en 6 N y se calienta en
un baño de agua a 80 °C, durante 10 min. Se adiciona, gota a gota 1,0 cm3 de solución PdCl2,
se agita y se deja en digestión durante 15 min.

6.4.4.7 Se enfría, se agita el precipitado y se traslada a un filtro previamente tarado, montado
en un embudo de dos partes. Se deja asentar el precipitado por medio de la gravedad hasta
obtener un depósito uniforme; luego, se aplica la succión. Se lava el residuo con 10 cm3 de HCl
1N, 10 ml de agua destilada y; después, con 10 ml de etanol al 5 %. Se seca en un horno al
vacío a 60 °C durante 1 h. Se enfría en un secador, se pesa, se monta y se efectúa el conteo
beta.

6.4.5 CÁLCULO

La concentración de yodo radiactivo se calcula como se indica en el numeral 5.2.

DOCUMENTO DE REFERENCIA

Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 20TH Edition. 1998.
Radioactivity. Part 7000 (Sections 7010 A, 7020 A, B, C, D, 7030 A, B, 7040 A, B, C, D, E, 7110
A, B, C, 7500 – Cs A, B, 7500 – I. A, B, C, D.

43


ANEXO A
(Informativo)

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

REFERENCIAS NORMATIVAS

NTC – ISO 5667-3:1995, Gestion ambiental. Calidad del agua. Muestreo. Directrices para la
conservación y manejo de las muestras (ISO 5667 – 3).

REFERENCIAS DE LA SECCIÓN 0

1. U.S. Environmental Protection Agency. 1991. National Primary Drinking Water
Regulations; Radionuclides; Proposed Rule. 40 CFR, Part 12. Federal Register 56, No. 38, Part
II, USEPA, July 18, 1991.

2. National Committee on Radiation Protection and Measuremnets. 1959. Maximum –
Permissible Body Burdens and Maximum Permisible Concentrations of Radionuclides in Air and
Water for Occupational Exposure. NBS Handbook No. 69, pp. 1,17,37,38, & 93.

3. INTERNATIONAL COMMISSION ON RADIATION PROTECTION. 1979. Limits for
Intakes of Radionuclides by Workers. ICRP Publ. 30, Pergamon Press, New York, N.Y.

4. FEDERAL RADIATION COUNCIL. 1961. Background Material for the Development of
Radiation Protection Standards. Rep. No. 2 (Sept.), U.S. Government Printing Off., Washington,
D.C.

REFERENCIAS DE LA SECCIÓN 1

1. U.S. GEOLOGICAL SURVEY. 1977. Methods for Determination of Radioactive
Substance in Water and Fluvial Sediments. U.S. Government Printing Off., Washington, D.C.

2. EML PROCEDURES MANUAL. 1990 (Rev. 19992). HASL – 300, 27th ed., Vol. 1.
Environmental Measurements Lab., U.S. Dep. Energy, New York, N.Y.

3. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. 1990. Manual for the Certification of
Laboratories Involved in Analyzing Public Drinking Water Supplies. EPA-570/9-90-008,
Washington, D.C.

4. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. 1993. Method 913.0. Determination
of Radon on Drinking Water by Liquid Scintillation Counting. Environmental monitoring systems
La., Las Vegas, Nev.

5. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. 1987. Appendix C, NIRS sampling
instructions – Radon In Two test Procedures for Radon in Drinking Water, Intercollaborative
Study. EPA-600/2-87-082, ORD Environmental Monitoring Systems Lab., Las Vegas, Nev.

6. INTERNATIONAL ATOMIC ENERGY AGENCY, 1960. Disposal of Radioactive Wastes.
International Atomic Energy Agency, Vienna, Austria.

7. NEMEROW, N.L. 1963. Industrial Waste Treatment. Addison-Wesley, Reading, Mass.

44


8. DILBECK, G.& P. HONSA. 1994. Environmental Radiaoctivity Performance Evaluation
Studies Program and Radioactive Standards Distribution Program. ORD EMSL – LV. U.S.
Environmental Protection Agency, Las Vegas, Nev.

9. KANIPE, L.G. 1977. Handbook for Analytical quality control in Radioanalytical
Laboratories. E-EP/77-4, TVA, EPA-600/7-77-038, Section 3 U.S. Environmental Protection
Agency, Washington, D.C.

10. ROSENSTEIN, M. & A.S. GOLDIN. 1964.Statistical Techniques for Quality Control of
Environmental Radioassay. AQCS Rep. Stat-1, U.S. Dep. Health, Education & Welfare, PHS,
DRH, Winchester, Mass.

11. U.S.ENVIRONMENTAL PRTECTION AGENCY. 1990. Manual for the Certification of
Laboratories Analyzing Drinking Water. EPA/570/9/90/008, OGWDW (WH-550D), Office of
ground Water and Drinking Water, Washington, D.C.

12. NATIONAL COUNCIL ON RADIATION PRTECTION AND MEASUREMENTS. 1985. A
Handbook of Radioactivity Measurements Procedures. NCRP Rep. No.58, National Council on
Radiation Protection and Measurements, Bethesda, Md.

13. OVERMAN, R.T. & H. CLARK. 1960. Radioisotope Techniques. Mc-Graw Hill Book Co.,
New York, N.Y.

14. U.S. DEPARTMENT OF ENERGY. 1992. EML Procedures Manual, 27 th ed. (rev.).
HASL 300, p.4.5.29, Environmental Measurement Lab., U.S. Dep. Energy, New York, N.Y.

15. CURRIE, L.A. 1968. Limits for Qualitative Detection and Quantitative Determination –
Application to Radiochemistry. Anal. Chem. 68:586.

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