后处理设施气载流出物中129I的监测和监管

米宇豪，以恒冠，廖运璇,*，王文海，汪　萍

后处理设施气载流出物中129I的监测和监管

米宇豪1，以恒冠2，廖运璇1,*，王文海1，汪萍1

（1. 生态环境部核与辐射安全中心，北京 100082；2. 中国辐射防护研究院，山西 太原 030006）

鉴于我国后处理设施气载流出物中129I将给公众和环境带来长期辐射风险，分析了目前可用于气载流出物放射性监测的129I收集、测量方法，介绍了我国与后处理设施气载流出物中129I排放相关的监管要求，并对未来后处理设施气载流出物中129I监测、监管工作的开展提出了建议。

后处理设施；气载流出物；129I；监测；监管

碘元素广泛分布于海洋、岩石和各类生物体内，通常以碘化物或碘酸盐的形式存在。碘只有一种稳定同位素127I，但它的放射性同位素众多，包括125I、129I、131I等，其中只有129I除人工产生途径外还能够在自然界中通过氙与宇宙射线作用或铀的自发裂变等方式产生，其他都是人工产生。人和动物的甲状腺可以在一定程度上富集碘元素，故放射性碘同位素会对甲状腺产生更为显著的辐射危害。在碘的放射性同位素中，129I的半衰期为1 570万年，而其他同位素的半衰期都低于60天，较低的衰变速率使得129I的短期辐射生物效应远没有其他放射性碘同位素显著，129I的辐射防护问题也容易被轻视。然而，129I如此长的半衰期意味着其一旦进入环境就会引起生物圈中129I的存量近乎永久性地增加，也即129I是公众和环境遭受长期辐射危害的重要潜在来源。因此，有必要对人工产生的129I进行合理的监管，尽可能减轻129I对子孙后代的辐射影响。

129I的人工产生量远远大于天然产生量，目前环境中的129I主要来自于20世纪的核试验和切尔诺贝利核事故等。人工产生的129I主要来自235U或239Pu的裂变反应，世界范围内数量众多的核电厂是129I的主要产生源头，其中轻水反应堆的129I产生率约为4.8×104Bq/MWd；核电厂产生的129I最终主要以各种化学形式被封存于乏燃料的包壳中，含量约为1.48×109Bq/MTU[1]。如果乏燃料被长期或永久封存，则129I会在乏燃料存储的过程中向环境缓慢释放；如果乏燃料被后处理循环使用，则129I会在后处理的过程中短期集中释放，以气载流出物、液态流出物的形式向环境释放。

我国核工业采用后处理方式的核燃料循环路线，后处理设施是129I向环境释放的主要来源。目前我国不具有大规模乏燃料后处理的能力，只建成了后处理中间试验厂用于后处理技术的研究实验，更大规模的商用后处理设施正在规划和建设中。由于核电运行产生的乏燃料一般需经过10年以上的冷却后才会进行后处理，乏燃料中的短寿命碘放射性同位素几乎衰变殆尽。同时，我国后处理厂位于西北内陆地区，没有向受纳水体排放液态流出物的途径，这些现实情况意味着我国未来后处理设施气载流出物中的129I将成为碘同位素重要排放源项。

据估计，至2020年我国核电乏燃料累计总量超过1万吨，乏燃料后处理需求巨大，后处理设施排放的129I的长期辐射环境影响不容小觑。国外后处理设施大都在持续进行气载流出物中129I的监测，而我国后处理中间试验厂目前并未进行气载流出物中129I的监测和排放量统计，也未开展过相关监测技术的系统性研究和验证。因此，需要补充开展相关工作，在未来的后处理设施中实现对气载流出物中129I的监测，掌握其实际排放情况，为后续评价129I对公众和环境的辐射影响提供基础数据支撑。同时，要以监测为抓手，建立有针对性的监管机制。

本文主要调研和分析了后处理设施气载流出物中129I监测的技术问题，提出了较为可行的监测方案；同时介绍了国内外的相关监管要求，对我国未来后处理设施129I排放的监管提出了建议。

1　气载流出物中129I的监测

1.1　129I监测概述

在核设施气载流出物中，放射性碘同位素可能的存在形态包括微粒碘、次碘酸（HIO）、碘分子（I2）和有机碘（主要是CH3I），主要以I2和CH3I的形态存在，它们通常都是气体。因此，核设施气载流出物中放射性碘监测的主要对象是气态I2和CH3I。在核设施正常运行状态下，气载流出物在最终排放前都要经过多级过滤、处理，以满足排放限值要求。因此，最终排放的气载流出物中各类放射性核素浓度往往已经达到较低水平，在进行监测分析时要对目标放射性核素进行采样、富集，以满足后续测量系统的探测灵敏度要求，放射性碘同位素的分析也不例外。

一套完整的气载流出物放射性监测系统通常包括取样系统、收集和测量系统及配套的数据分析系统等，如图1所示。取样系统的设计要着重考虑取样的代表性，相关规范和要求在美国标准《核设施烟囱和管道中气载放射性物质释放的的取样与监测》（ANSI/HPS N13.1—2011）[2]和ISO标准《核设施烟囱与管道中的气载放射性物质取样》（ISO 2889—2010）[3]中有详细描述。本节主要关注129I监测的收集和测量系统。

图1　气载流出物放射性监测系统示意图

在核电厂目前的流出物监测实践中，已经建立起主要针对气载流出物中131I的放射性碘监测系统[4]，但其原理和方法并不完全适用于后处理设施主要针对129I的监测，这与两种同位素的辐射特性相关。131I的主要β-衰变过程产生的β-射线最大能量为606.3 keV，伴随的主要γ射线的能量为364.5 keV；而129I的β-衰变过程发射的β-射线最大能量为154 keV，伴随的γ射线能量为39.6 keV，还会产生能量在30 keV附近的X射线（见表1）。相比之下，129I不仅半衰期极长，而且其发射的X/γ射线能量较低、发射强度较小，以致使用常见的γ谱分析方法对129I进行测量时的探测灵敏度较差，这会给开展气载流出物中129I的在线监测带来极大的困难。因此，对129I进行在线监测或许是不现实的，而实验室分析也需要更加灵敏的测量方法。

表1　129I的β-衰变过程发射的主要射线

1.2　129I收集系统

气载流出物中放射性碘同位素的收集与具体核素的辐射特性基本无关，而主要与流出物中碘的化学形态（该化学形态的物理、化学特性）有关，故不同碘同位素的收集系统并无太大差异。基于固体吸附剂的收集系统设计简单、吸附效率高、维护成本较低，产生的固体放射性废物易于处理，因此常用于核设施气载流出物中气态放射性碘同位素的收集。

活性炭是最常见的气态碘固体有机吸附剂，常浸染KI、三乙烯二胺（TEDA）、六亚甲基四胺（HMTA，与其他试剂混合使用）等以提升对有机碘的吸附效率，十分经济实用。但是，活性炭在温度升高时会释放所吸附的碘，易吸附碘以外的其他干扰物质，自身老化或湿度的增加会引起吸附能力的下降。另外一种成本较高的气态碘固体无机吸附剂是银沸石（silver-zeolite），属于分子筛的一种，对碘具有更强的吸附能力且在不同环境条件下更加稳定。银沸石作为吸附剂对于事故情形下核电厂气载流出物放射性碘同位素的监测十分有利，因为它能够在吸附气态碘的同时避免收集133Xe，而大量133Xe的存在会给后续的放射性测量带来困难[5]。当然，对于经过长期储存的乏燃料的后处理过程而言，银沸石作为吸附剂的这种优势是不存在的。

采用浸渍活性炭或银沸石分子筛作为吸附剂的碘吸附盒可以搭配在线监测系统或离线实验室分析系统使用，用作对放射性碘同位素的连续采样或定期采样。其前端往往设置过滤装置对气溶胶微粒进行过滤，微粒碘会在此时被吸附。

此外，在测量环境空气中的129I时，存在许多特殊的129I收集方法，如使用液体吸附剂以方便实验室分析所需的样品前处理过程，使用级联吸附装置以实现不同化学形态碘的分类收集等[6]。对于气载流出物中129I的监测而言，这些手段并没有展现出明显优势，而使用浸渍活性炭或银沸石作为碘吸附剂是更为可行的方案，其中浸渍活性炭又是最为经济的选择。

1.3　129I测量系统

1.3.1在线监测

核设施气载流出物的放射性在线监测系统主要用于正常排放情形下放射性活度浓度趋势的跟踪、放射性超标排放情形下的探测，以及事故排放情形下的报警。通常，在线监测系统放射性测量的灵敏度很难做到很高，只要求在线监测系统的探测限达到排放限值的一定比例且系统在一定的放射性浓度范围内能够正常响应。

NaI（Tl）探测器的技术成熟、探测效率较高、成本较低，常用于气载流出物放射性碘的在线监测。由于碘吸附剂对β射线的自吸收效应较强，往往通过探测放射性碘同位素发射的特征γ射线来计算放射性碘的活度浓度。在基于NaI探测器的在线监测系统中，NaI探头正对碘吸附盒，四周设置铅屏蔽以减少环境γ射线引起的本底干扰，如图2所示。虽然NaI探测器能够进行能谱测量，但其能量分辨率较差，很难用于进行精确的核素识别和定量分析，因此在实际工作中常计算一定能量范围内的总γ活度浓度以反应放射性碘的活度浓度水平。如在核电厂主要针对131I的在线监测中，典型的能窗范围是314～414 keV[7]。目前商用NaI放射性碘在线监测仪往往可以和放射性气溶胶在线监测系统、惰性气体在线监测系统等级联使用，形成完整的核设施气载流出物在线监测解决方案。

图2　气载流出物NaI在线监测系统示意图[4]

129I的X射线的能量集中在30 keV左右，还能够以7.51%的发射率产生能量为39.6 keV的γ射线。此能量范围内本底水平很高、自吸收效应强，加之NaI探测器能量分辨率较差，故使用NaI在线监测系统只能对129I的X射线、γ射线总活度进行分析，且能够达到的测量灵敏度十分有限，实际探测限很可能远高于后处理设施正常工况下气载流出物中129I的活度浓度水平，无法达到在线监测目的。如果气载流出物中还存在其他放射性核素，则它们产生的X射线也会对129I的测量产生干扰，测量的结果只能代表相应放射性核素的总活度。

如果使用能量分辨率更高的高纯锗（High Purity Germanium，HPGe）探测器来构成在线监测系统，理论上可以进一步提升129I测量的灵敏度。但是，HPGe探测器系统复杂、成本高昂，需要在低温下运行、不易维护，对周围环境十分敏感，工程上也很难布置整套HPGe系统，通常不考虑使用HPGe探测器进行在线监测。

总的来看，基于目前的技术手段还无法有效实现气载流出物中129I的在线监测，只能依赖实验室分析手段获取129I的排放数据。

1.3.2实验室分析

实验室分析是实现核设施气载流出物中放射性核素精确测量的重要手段，即使用实验室条件下的各类精密仪器对采集到的样品进行测量。目前，实验室分析多依赖于对目标核素自身发射的辐射粒子进行探测；根据在测量前是否对采集样品进行放射化学处理以富集目标核素，实验室分析又可进一步分为直接测量法和放化分析法。

直接测量法通常依赖拥有良好屏蔽设计、探测效率高、固有本底较低的HPGe探测系统。测量时，只需将碘吸附盒放置在HPGe探头附近固定位置处，通过分析特征γ射线或X射线的全能峰计数来计算放射性碘的活度，测量时间越长探测限越低。这种分析方法无需复杂的预处理过程，响应较为迅速，适合比较频繁的样品分析，如连续取样下的实验室分析。对于129I而言，其39.6 keV γ射线的发射率较低，不利于测量；可以利用其发射率分别为37.7%、20.4%的29.8 keV X射线和29.5 keV X射线进行测量，它们能量接近无法分辨，在能谱上会表现为一个“和峰”，法国Orano la Hague后处理设施即是使用这种X射线能谱测量法进行气载流出物129I的实验室分析[8]。同时，由于129I的半衰期较长，可以将样品放置一定时间后再进行测量，以减少样品中短寿命放射性核素对129I测量的干扰。

放化分析法的第一步是分离和提纯碘，通常需要加入稳定同位素的碘载体，进而通过沉淀法、溶剂萃取法、离子交换法等手段分离出待测碘样品。我国环境标准《水、牛奶、植物、动物甲状腺中131I的分析方法》（HJ 841—2017）[9]中就采用了阴离子交换树脂浓集、次氯酸钠解析、四氯化碳萃取、亚硫酸钠还原、水反萃加碘化银沉淀的方法制备可以测量的碘样品。第二步要对分离提纯后的样品进行测量，常使用γ谱仪、液闪谱仪等。液闪分析法往往能够取得比γ谱分析法更加灵敏的结果[10]，常用于3H、14C等低能β核素的测量，已经在核电厂气载流出物3H、14C的测量中得到应用，可拓展应用到气载流出物中129I的测量。该方法需要将提取出的129I样品添加到闪烁液中，并测量129I发射的β-射线，测量灵敏度与样品前处理方法息息相关。

此外，在环境样品129I的测量中，中子活化分析法（Neutron Activation Analysis，NAA）、加速器质谱分析法（Accelerator Mass Spectrometry，AMS）、电感耦合等离子体质谱分析法（Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometry，ICP-MS）、激光荧光分析法（laser induced fluorescence）等具有更高测量灵敏度的方法已经得到成熟应用[6]。这些方法并不测量129I自身的辐射粒子，甚至除NAA外均为非辐射测量手段，其主要特点如表2所示。这些方法的灵敏度远远超过气载流出物中129I监测所需要的水平，但所需的样品前处理过程比较复杂，对技术人员和设备的要求较高；若推广到气载流出物中129I的测量，还需要建立适宜的样品前处理方法。由表2可知，ICP-MS具有分析快速、操作相对简单的优点，且可同时测量129I和127I含量，最有希望用于气载流出物中129I的高灵敏度定量分析。

考虑到核设施单位现有的监测能力，应当能够自主建立基于低本底HPGe γ谱仪或液闪分析谱仪的气载流出物中129I实验室分析方法，但仍需持续开展降低方法本底水平、提升测量灵敏度的研究。如果在实践中发现这两种方法仍然不能满足灵敏度要求，则应当开展基于ICP-MS的测量。核设施单位在短期内不易建立ICP-MS的分析能力，可考虑委托第三方单位开展相关监测活动。

1.4　与环境中129I监测的比较

随着人类活动引起的环境中129I水平的升高，越来越多的研究开始关注各类环境样品中129I的分析技术，以进一步支撑对129I的运输机制、分配途径、安全评估、环境示踪等方面的研究。其中，环境空气中129I的测量是一个重要的分支，衍生出了众多分析技术。但是，这些技术的应用场景与后处理设施气载流出物中129I的监测还存在一些差异，主要包括：

（1）取样过程不同。前者直接抽取环境空气获取样品，取样过程较为简单；后者需要从核设施排气通道中抽取气载流出物获取样品，整个取样系统更为复杂。

（2）针对的碘形态不同。前者出于研究需要可能只针对某些碘形态进行收集，后者需要针对相关设施气载流出物中主要存在的碘形态。

（3）分析目的不同。前者主要是为了研究129I与环境相关的行为，后者主要是为了掌握129I排放数据以应对可能存在的辐射风险。

（4）利益代价需求不同。前者可能只需进行有限批次的测量，一般能够接收以高成本为代价采取高灵敏度分析手段；后者需要进行定期常态化监测，对高灵敏度分析手段的利益代价更为敏感。

因此，在考虑后处理设施气载流出物中129I的监测问题时，应当从应用场景的特异性出发，条件允许的情况下，有选择地借鉴环境空气中129I的成熟分析技术。

2　气载流出物中129I排放的监管

2.1　流出物排放监管的一般理念

国际原子能机构（International Agency of Atomic Energy，IAEA）建立了一整套完善的核设施流出物排放监管体系，基本的原则和要求包括：要在确保核设施实践正当性的基础上，遵循辐射防护最优化的原则，将个人剂量、受照人数、受照概率等控制在合理可达到尽可能低的水平；要规定流出物排放引起的公众剂量限值，并通过制定流出物排放活度（浓度）限值来实现公众剂量控制要求[11]。此外，在进行特定核设施的排放许可审查时，还要根据实际情况评估流出物排放的辐射影响，并对当前设施的流出物排放限值进行许可。在核设施的正常运行过程中，要确保流出物排放量低于许可的排放限值，并提供流出物监测数据进行验证。

国际上拥有后处理工业的国家屈指可数，典型的包括英国、法国等，各国对后处理设施的监管基本遵循上述原则和要求，具体方式可能略有差异，如英国更为关注降低排放的最佳可用技术（Best Available Technique，BAT）的使用。各国均对具体的后处理设施设置了流出物排放限值，尤其是关注了129I的排放问题，如法国Orano la Hague后处理设施2003年气载、液态流出物中129I排放限值分别为20 GBq/a和2.6 TBq/a。与我国不同的是，英、法等国的后处理设施多位于临海地区，往往将废气中的一些放射性核素吸收转变为液相进行排入海洋，而未来我国西北地区可能的后处理设施则更需要关注气载流出物的排放问题。

2.2　我国现行的监管要求

对于核设施流出物排放的监管，在我国的法规标准体系中，首先应当遵循《电离辐射防护与辐射源安全基本标准》（GB 18871—2002）的一般要求，即对公众造成的个人有效剂量不得超过1 mSv/a的剂量限值[12]。此外，与源相关的剂量约束值的概念，被用作对核设施进行防护和安全最优化设计时的约束条件。对于公众照射而言，对核设施的剂量约束应保证关键人群组所受的剂量之和保持在剂量限值以内。我国目前没有专门针对后处理设施的公众剂量约束值，《核动力厂环境辐射防护规定》（GB 6249—2011）要求单一厂址内所有核动力堆对公众造成的个人有效剂量不得超过0.25 mSv/a的剂量约束值[13]。参考其他国家核燃料循环设施以及我国核动力厂对剂量约束值的规定，对后处理设施的公众剂量约束值一般确定在0.25～0.3 mSv/a。并且，为了给运行灵活性留出余量空间，往往确定与最优化排放水平相当的剂量（低于剂量约束值的一个剂量水平）。

表2　一些可用于129I测量的实验室分析手段的比较

核设施流出物的排放还应当满足排放限值的要求，排放限值通常是在一定的照射场景下根据剂量约束值导出的便于监管实践的实用量。我国目前没有专门针对后处理设施的环境辐射防护规定，仅在《核燃料循环放射性流出物归一化排放量管理限值》（GB 13695—92）中对后处理设施气载流出物规定了排放总量和相关排放要求，其中129I的归一化排放量限值为5×109Bq/（GW·a）[14]。该限值是归一化到生产单位电能后的每年限值，还需要针对不同类型、不同燃耗的乏燃料给出对应转换参数，才能使该限值在监管实践得到有效应用。

为了验证核设施气载流出物的实际排放是否满足排放限值要求，必须对气载流出物中放射性核素的活度浓度进行监测，相应的监测项目、监测方法、监测频次等都必须符合相关规定。《核设施流出物监测的一般规定》（GB 11217—1989）中指出，在后处理设施正常运行的情况下，只需连续测量气载流出物中的85Kr和131I；同时对于连续取样获得的样品，还应在实验室内定期测量3H、14C、129I、131I、锕系元素和其他发射β或γ射线的微粒[15]。其中对气载流出物中129I进行实验室分析的要求较为符合相关监测技术的实际发展状况。

表3列出了目前我国现行的与后处理设施气载流出物中129I的监测和监管相关的法规、标准。可以看出，我国目前没有针对后处理设施的法规、标准，且现行的相关法规、标准的制订时间较为久远，有待修订和完善。

2.3　加强监管的措施

我国核电的发展积累了大量乏燃料，大型商用后处理设施的建设迫在眉睫，有必要提前做好气载流出物排放的监管准备，主要包括：

（1）推动气载流出物关键放射性核素监测技术的发展和方法标准的制订，使得可实现的分析项目种类、监测方法灵敏度等能够满足实际监管的需要。与液态流出物相比，气载流出物中放射性核素的监测面临着采样流程复杂、常用测量手段灵敏度低的特点，且可实现的分析项目有限。目前我国还没有适用于气载流出物中129I监测的方法标准，需要推动开展相关研究工作。

表3　我国现行与后处理设施气载流出物中129I的监测和监管相关的法规、标准

续表

（2）要推动针对129I开展回顾性、周期性的剂量评价工作。129I的长半衰期特性使得它会在大时间尺度上对公众和环境造成影响，经常性地进行剂量评价对评估其影响具有重要意义。在现有的监管要求中，剂量评价工作常局限于核设施正式运行前的环境影响评价中。随着核设施的运行，会获取各类流出物的实际排放参数，核设施周边环境条件也可能发生改变，有必要根据实际监测获取的参数为起点重新进行剂量评价，这与加强“环境保护事中事后监管”的理念相符，也能够增强公众对于核设施安全方面的信心。英国Sellafield后处理设施每年都会根据最新的监测数据重新进行剂量评价，其2014—2018年气载流出物中129I的年排放总量情况如表4所示，2018年气载流出物中129I的排放所导致的关键居民成人组剂量如表5[16]所示。

表4　英国Sellafield后处理设施2014—2018年气载流出物中129I的年排放总量

表5　英国Sellafield后处理设施2018年气载流出物中129I排放所致关键居民成人组剂量

3　结论和建议

3.1　结论

在我国后处理设施气载流出物的放射性碘同位素中，129I将成为主要的排放源项。129I向环境的释放将给公众和环境带来长期的辐射影响，必须对其进行有效的监测和监管。基于后处理设施129I气载排放的特点，结合国内外核设施对气载流出物中放射性碘的监测情况，同时考虑环境样品中129I分析技术的发展状况，可以看出目前不适宜对气载流出物中129I进行在线监测，但应当采样进行实验室分析。后处理设施单位可以先期自主实现基于低本底HPGe γ谱仪或液闪分析谱仪的实验室分析技术，并逐步探索基于ICP-MS的分析方法，或委托第三方单位进行基于ICP-MS的分析。

我国目前已经初步建立了关于核燃料循环设施气载流出物管理的法规、标准体系，能够为后处理设施气载流出物中129I的监管提供参考依据，但相关的法规、标准体系还有待完善。

3.2　建议

（1）进一步改进和完善涉及后处理设施129I排放管理的法规标准体系。目前我国还没有专门针对后处理设施的环境辐射防护标准，相关剂量控制及流出物排放准则还处于参考同类设施和“一事一议”的阶段；现有的归一化排放量限值标准制定较早，其数值跟现有的处理对象（乏燃料类型）还存在不适应的情况。因此，迫切需要建立针对后处理设施的环境辐射防护标准和完善相关排放管理限值标准，为129I的监管提供依据。

（2）建立以气载流出物累积取样和实验室分析为主的129I监测技术和相应监管准则。有关单位应当尽快开展129I监测方法的实验验证工作，为制定分析方法标准做好准备。对129I的监管重点应放在后处理设施正常运行情况下排放数据的获取，以掌握其在环境中的累积和对环境的影响情况。

（3）考虑到129I的长期辐射效应，在开展气载流出物中129I监测的同时，还应酌情对环境介质中的129I进行分析，以验证气载流出物排放数据和综合评价129I的辐射环境影响，为后处理设施环境影响后评价及环境保护事中事后监管提供技术支撑。

［1］ NCRP. NCRP Report No.75，Iodine-129：Evaluation of Releases from Nuclear Power Generation［R］．1983.

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［3］ ISO. ISO 2889：2010 Sampling airborne radioactive materials from the stacks and ducts of nuclear facilities［R］．2010.

［4］ 孙瑜，李磊，刘洪涛，等. 核电厂气载放射性排出流监测设备设计要求探讨［J］．核科学与工程，2012（s2）：185-9.

［5］ Maiello M L，Hoover M D. Radioactive air sampling methods［M］．CRC press，2010.

［6］ Jabbar T，Wallner G，Steier P. A review on129I analysis in air［J］．Journal of Environmental Radioactivity，2013，126（45-54）.

［7］ Mirion. IM 201L Iodine Monitor Datasheet［R］．

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［11］ IAEA. IAEA General Safety Guide No.GSG-9，Regulatory Control of Radioactive Discharges to the Environment［R］．2018.

［12］电离辐射防护与辐射源安全基本标准：GB 18871—2002［S］．2002.

［13］核动力厂环境辐射防护规定：GB 6249—2011［S］．2011.

［14］核燃料循环放射性流出物归一化排放量管理限值：GB 13695—92［S］．1992.

［15］核设施流出物监测的一般规定：GB 11217—89［S］．1989.

［16］ Sellafield. Discharges and Environmental Monitoring［R］．2018.

Monitoring and Supervision of129I in Airborne Effluents from Nuclear Reprocessing Facilities

MI Yuhao1，YI Hengguan2，LIAO Yunxuan1, *，WANG Wenhai1，WANG Ping1

（1. Nuclear and Radiation Safety Center, Ministry of Ecology and Environment，Beijing 100082，China；2. China Institute for Radiation Protection，Taiyuan of Shanxi Prov. 030006，China）

Considering the long-term radiological risk on the public and environment resulted from129I in airborne effluents from nuclear reprocessing facilities in China, the collection and measurement methods of129I available for the monitoring of radioactivity in airborne effluents are analyzed, China’s regulatory requirements concerning emissions of129I in airborne effluents from nuclear reprocessing facilities are introduced, and suggestions for the monitoring and supervision of129I in airborne effluents from nuclear reprocessing facilities in future are proposed.

Nuclear reprocessing facility; Airborne effluent; Monitoring; Supervision

TL24

A

0528-0918（2022）01-0207-08

2020-04-22

后处理设施安全审评若干关键技术研究（KGJ2001）支持

米宇豪（1991—），男，河南驻马店人，高级工程师，博士，现主要从事放射性与环境风险控制研究

廖运璇，E-mail：yun252@163.com