наличии на фильтре продуктов распада торона (ThC, ThA, ThC) (эффективный период
полураспада около 10,6 часа) активность фильтра следует измерять не ранее чем через
сутки. Следовательно, этим методом невозможно своевременно обнаружить в воздухе
повышение концентрации радиоактивных аэрозолей долгоживущих радионуклидов.
Другой метод основан на различии в энергии α-частиц долгоживущих радионуклидов
(например,210Ро: Eα= 5,3 МэВ, Т1/2 = 138,3 сут; 239Pu: Eα= 5,15 МэВ, Т1/2= 2,44 . 104 лет; 226Ra:
Eα= 4,79 МэВ, Т1/2= 1622 года; 238U: Eα= 4,2 МэВ, Т1/2= 4,5 . 109 лет) и короткоживущих
продуктов распада Rn (RaC: Eα = 7,68 МэВ, Т1/ = 40 мин; RaA: Eα= 6 МэВ, Т1/2= 3 мин) и
Tn(ThC: Eα=8,78 МэВ, T1/2= 10 ч, ThA: Eα= 6,77 МэВ, Т1/2 = 0,16 с; ThC: Eα = 6,08 МэВ,
Т1/2 = 10 ч).
Следовательно, концентрацию долгоживущих радиоактивных веществ на фильтре можно
определить, если проанализировать энергию α-частиц с помощью спектрометра. Для
измерения спектров применяются спектрометры со сцинтилляционными или
полупроводниковыми детекторами, а также с импульсными ионизационными камерами.
Кроме определения суммарной активности аэрозолей, иногда возникает необходимость
установить и радионуклидный состав отобранных проб. Для этого можно использовать
радиохимический и спектрометрический метод определения. Радиохимический метод
определения состава аэрозолей дает высокую точность определения энергии, но трудоемок,
требует использования большого количества различных химических веществ и значительных
активностей отобранных проб. Спектрометрические методы более просты и обладают более
высокой точностью, чем радиохимические.
ОПРЕДЕЛЕНИЕ АКТИВНОСТИ ЖИДКИХ И ТВЕРДЫХ ОТХОДОВ
Основными отходами радиоактивных жидкостей на АЭС являются отходы от очистки
воды первого контура теплоносителя; утечки воды первичного теплоносителя; отработанные
воды, применявшиеся в качестве охладителя системы регулирования, аварийной защиты и
других узлов; воды, использованные при дезактивации и при стирке в специальных
прачечных.
Жидкие радиоактивные отходы по удельной активности делятся на следующие категории:
• слабоактивные — ниже З,7 . 108Бк/м3(1 · 10-5Ки/л);
• среднеактивные — от 3,7 · 108 до 3,7 · 1013 Бк/м3 (1 · 10-5- 1 Ки/л);
• высокоактивные — выше 3,7 · 1013 Бк/м3 (1 Ки/л).
Активность и нуклидный состав исследуемых отходов определяют методом пробоотбора.
При отборе проб необходимо обеспечивать их представительность, т.е. необходимо, чтобы
пробоотборная линия; и сам процесс пробоотбора не искажали состава и формы существования
нуклида в отходах.
Набор радионуклидов в сбросных водах довольно ограничен. Допустимые концентрации
большинства α-излучателей в воде близки между собой. Поэтому контроль по этим
радионуклидам может включать в себя только определение общей α-активности. Контроль
концентрации β-излучающих радионуклидов ведут в двух направлениях·
• определяют чистые β-излучатели;
• определяют радионуклиды, имеющие γ-излучение.
Возможности β-спектрометрии без выделения отдельных β-излучателей весьма
ограничены Это обусловлено формой β-спектра, наличием нескольких парциальных
β-спектров у отдельных радионуклидов, близостью граничных энергий β-спектров
распространенных радионуклидов. Поэтому анализ аппаратурного β-спектра изучаемого
препарата позволяет только сделать вывод о радиохимической чистоте выделенного
радионуклида, либо выделить в β-спектре группы мягких и жестких β-излучателей. Все
это обуславливает необходимость радиохимического выделения отдельных чистых
β-излучателей. В первую очередь это относится к распространенному и долгоживущему
90Sr, ДКВingest которого является одной из самых низких.
Активность нуклидов, поступающих за пределы АЭС с жидкими отходами, настолько
мала, что определить ее в обычно отобранной пробе весьма трудно или невозможно.
В лучшем случае удается определить так называемую суммарную β-активность, т.е. полную
активность пробы вне зависимости от ее нуклидного состава. Для этого пробу воды
выпаривают на подложку и активность определяют с помощью газоразрядного или
сцинтилляционного бета-счетчика. Нуклидный состав жидких радиоактивных отходов и
активность нуклидов определяют в средней пробе, отбираемой через ионообменную колонну
или в большой по объему пробе, в которой радионуклиды концентрируют с осаждением и
выпариванием.
Пробы с радионуклидами, испускающими при распаде γ-излучение, обычно подвергают
γ-спектрометрическому анализу на спектрометрах с полупроводниковыми детекторами.
Применяют либо простые однокристальные спектрометры, либо спектрометры с улучшенной
формой приборной линии (с защитой антисовпадениями, каскадные, суммирующие и др).
Нуклиды идентифицируют по пикам полного поглощения, а удельные активности а (Бк/кг)
рассчитывают по формуле:
S . G . ехр(λі · t)
аі= · , (817)
εі . Μ
где S — площадь под пиком полного поглощения γ-квантов і-го нуклида, G — геометрический
коэффициент, учитывающий условия измерения; λі — постоянная распада радионуклида;
εі — эффективность регистрации γ-квантов данной энергии, M — масса пробы; t — время от
момента отбора пробы до момента измерения. (Предполагается, что продолжительность
отбора пробы и измерения γ-спектра значительно меньше Т1/2 і-го нуклида.)
Для облегчения расшифровки γ-спектрограмм и повышения чувствительности
измерений целесообразно выделять некоторые γ-излучающие радионуклиды: 141Ce. 144Ce,
134Cs, 137Cs, 131I.
Активность жидких сбросов определяют с помощью прибора "Берест", однако его
чувствительность для этого при нормальной работе АЭС мала, и его главная задача —
сигнализация о повышении активности сброса выше заданной.
Источниками твердых отходов на АЭС являются детали технологического оборудования
реактора и инструменты, вышедшие из строя и имеющие наведенную активность или
загрязненные долгоживущими радиоактивными веществами. К твердым отходам относятся
загрязненные радиоактивными веществами спецодежда, спецобувь, мусор, а также жидкие
отходы, приведенные в твердое состояние.
Согласно СП АС-88 твердые отходы, образующиеся при работе АЭС, считают
радиоактивными, если они удовлетворяют оному из следующих критериев:
первый критерий: мощность эквивалентной дозы γ-излученияна расстоянии 10 см от
их поверхности превышает 1 мкЗв/ч (100 мкбэр/ч);
второй критерий: удельная активность дня β-излучателей более 7,4 · 104 Бк/кг
(2 · 10-6 Ки/кг), а для α-излучателей превышает 7,4 · 103 Бк/кг (2 · 10-7 Ки/кг). Для
радиоактивных растворимых солей (хлориды, нитраты, бораты и др.) предельная активность
должна быть уменьшена в 10 раз;
третий критерий: поверхностная загрязненность превышает для β-излучателей
500 част/(см2·мин), а для α-излучателей — 5 част/(см2. мин).
В зависимости от характера твердых радиоактивных отходов, методов измерений и
условий хранения выбирается один из перечисленных выше критериев.
Этот же подход используется и при классификации твердых радиоактивных отходов
(табл. 8.10).
Таблица 8. 10 | ||||
, № | Величина | Категория отходов | ||
І низкая | II средняя | III высокая | ||
I | мЗв/ч мбэр/ч | 1·10-3 - 3· 10-1 0,1-30 | 0,3-10 30-1000 | >10 >1000 |
' ІІ | Бк/кг мкКи/кг Бк/кг мкКи/кг | 7,4·104-3,7·106 2-100 7,4· 103 -3,7·105 0,2-10 | 3,7·106- 3,7·109 100-1·105 3,7· 105 -3,7- 108 10-1· 104 | >3,7·109 >1·105 >3,7·108 >1·104 |
III ΐ | част/см2· мин част/см1· мин | 5·102- 1·104 5-1·103 | 1·104- 1·107 1·103- 1·106 | >1·107 >1·106 |
Непосредственное определение радиоактивности твердых отходов связано с целым
рядом трудностей, как правило, неизвестны радионуклидный состав отходов, распределение
радиоактивности по объему отходов, плотность отходов и другие необходимые параметры
Поэтому погрешность указанного определения весьма велика и речь может идти лишь об
оценке уровня радиоактивности отходов
При контроле РАО по γ-излучению производится измерение мощности эквивалентной
дозы на расстоянии 10 см от поверхности отходов для сортировки их по категориям.
При неразрушающем контроле упакованных РАО применяются методы, в которых
используется регистрация как собственного γ-излучения радионуклидов, входящих в состав
отходов (эмиссионные методы), так и исследование поглощения в упаковках с РАΟ излучения
от внешнего источника γ-излучения (трансмиссионные методы).
Применение эмиссионных методов связано с высокой проникающей способностью
γ-излучения и с тем, что методы регистрации и спектрометрии γ-квантов отработаны
достаточно хорошо. Эмиссионные методы разнообразны простейший метод для контроля
полной активности отходов в упаковке путем регистрации γ-излучения РАОот всего объема
упаковки одним или несколькими детекторами; сегментное эмиссионное γ-сканирование,
когда детектор регистрирует излучение от плоского слоя (сегмента), на которые условно
разбивается упаковка, при вращении упаковки и осевом перемещении детектора от сегмента
к сегменту, эмиссионная компьютерная томография, которая по принципу действия похожа
на сегментное сканирование, но детектор регистрирует не полное излучение плоского сегмента,
а узкую его часть.
В качестве примера приводим методику по определению объемной активности твердых
радиоактивных отходов по измерениям мощности экспозиционной дозы, применяемую на
ЧАЭС.
В общем случае мощность дозы гамма-излучения от объемного источника зависит от его
линейных размеров, материала источника, удельной активности и изотопного состава
радионуклидов. То есть, задача определения удельной активности источника по внешнему
полю гамма-излучения достаточно сложна и зависит от многих неизвестных параметров.
Практически задачу можно упростить и число неизвестных параметров значительно
уменьшить. Так, для достаточно протяженного источника при заданных размерах и известном
радионуклидном составе загрязнений, мощность экспозиционной дозы гамма-излучения Ργ
однозначно связана с гамма-эквивалентом источника M (г-экв. радия/кг).
Для количественной оценки связи используется гамма-метод расчета, согласно которому
на поверхности достаточно протяженной среды, экранированной защитой толщиной Д,
мощность экспозиционной дозы гамма-излучения определяется выражением;
2π·Γγ·Μ
Ργ=------------- ·Е(m·Д) (8.18)
g
где. Γγ — ионизационная гамма-постоянная;
M — удельный гамма-эквивалент;
g — массовый коэффициент поглощения,
m — линейный коэффициент ослабления;
E — интегрально-показательная функция.
Удельная активность источника определяется по формуле:
М(г-экв.радия/кг)
А(Ки/кг) = (8.19)
η fi ·5·10-8
Σ----------------
i=l Аэквi(Ки/кг)
где: M—рассчитанное по формуле (8.18) значение удельного гамма-эквивалента;
Аэквi — эквивалентная удельная активность i-ro нуклида;
ft —вклад бета-гамма-излучателей в суммарную активность;
i = 1...n — число радионуклидов (излучателей).
Численные значения удельной активности нуклидов (Аэквi) эквивалентные величине
5 . 10-8 = г-экв радия/кг по мощности дозы гамма-излучения от протяженного источника
приведены в табл. 8.11:
Таблица 8. 11 | ||
Нуклид | Удельная активность (Аэкв) | |
Ки/кг | Бк/кг | |
60Co | 3,4· 10-8 | 1,3· 103 |
ICfR1, +»6ph | 4,5· 10-7 | 1,7· 104 |
134Cs | 5,8· 10-8 | 2,1-103 |
"7Cs + 137Ba | 1,6· 10-7 | 5,8· 103 |
шСе +!«ρ. | 2,8· 10-6 | 1,1· 105 |
54Mn | 1,1· 10-7 | 3,9· 103 |
226Ra | 5,0· 10-8 | 1,9· 103 |
Проведенные теоретические и практические исследования показывают, что применение
данной методики возможно при выполнении следующих условий:
• Линейные размеры источника должны быть не менее 80x80x80 см.
• Плотность материала источника должна быть не менее 0,5 г/см3.
• Энергетический спектр гамма-излучения находится в пределах 0,15 — 1,5 МэВ.
На ЧАЭС контейнеры с радиоактивными отходами являются источниками,
удовлетворяющими данным условиям.
Контейнеры для сбора твердых радиоактивных отходов (TPAO) 1 и 2 группы,
прямоугольной формы, толщина стенки 5 — 6 мм. Размеры контейнера не менее
100x100x100 см. Объем рассчитывается в зависимости от размеров.
Контейнеры для сбора TPAO 3 группы стандартные цилиндрической формы. Наиболее
распространенный тип — К-50, высота — 1200 мм, диаметр — 1100 мм, толщина
стенки — 50 мм, объем—0,7 м3.
Поскольку основной измеряемой величиной в данной методике является мощность
экспозиционной дозы гамма-излучения, то ее измерение необходимо проводить
дозиметрическим прибором, удовлетворяющим следующим требованиям.
• Диапазон измеряемых энергий — 0,15 — 1,5 МэВ
• Диапазон измеряемых величин — 0,1 — 1000 мР/ч.
• Показания дозиметров в данных диапазонах не должны зависеть от энергии гамма-
излучения.
С учетом данных требований наиболее целесообразно использование серийных
дозиметрических приборов ДП-5В и MKC-OlP с датчиками БДКГ-01Р, БДКБ-01Р.
При обработке результатов измерения необходимо учитывать следующие погрешности:
• погрешность используемого при расчетах гамма-метода — 20%;
• погрешность дозиметрических приборов — 20%;
• погрешность, обусловленная зависимостью показаний детекторов от энергии гамма-
излучения — 25%;
• погрешность измерений, возникающая вследствие неравномерности распределения
радиоактивных веществ по объему контейнера — 40% (данная погрешность определялась
модельными экспериментами).
С учетом вышеприведенного, суммарная погрешность результата измерений равняется
60% и соответствует величине доверительной вероятности 0,95.
Чувствительность методики определяется фоном гамма-излучения в месте измерения и
погрешностью дозиметрического прибора. Так. при мощности экспозиционной дозы гамма-
излученияв месте измерения 0,1 — 0,5 мР/ч (реально сложившаяся на ЧАЭС радиационная
обстановка), чувствительность составляет 2,5· 10-7 Ки/кг для контейнеров с толщиной стенки
5 мм и 9,5 · 10-7 Ки/кг для контейнеров с толщиной стенки 50 мм.
Определение объемной активности TPAO производится по результатам измерений
мощности экспозиционной дозы от контейнера с отходами
Блок детектирования прибора помещают вплотную к середине боковой стенки контейнера
(продольная ось блока детектирования направлена к центру контейнера) и производится
измерение Ργ. Аналогично проводятся измерения на других боковых стенках контейнера.
Для контейнеров цилиндрической формы производится четыре измерения Ργ на половине
высоты контейнера по периметру через 90°.
Определяется среднее арифметическое показаний Ργср.
Ργф определяется как среднее арифметическое измерений Ργ от пустого контейнера. Ργф
определяется при постановке каждого контейнера под загрузку и заносится в журнал замеров.
Определяется содержание радиоактивных веществ в контейнере по формулам:
М(г-экв.радия/кг) = 1,2· 10-6 (Ργср — Ργф) (8.20)
для контейнеров с толщиной стенки 5 мм
М(г-экв.радия/кг) = 4.5· 10-6 (Ργср — Ργф) (8.21)
для контейнеров с толщиной стенки 50 мм.
По формуле (8.19) высчитывается удельная активность TPAO в контейнере Ауд. При
определении Ауд для TPAO, образовавшихся при производстве ремонтных работ на основном
технологическом оборудовании, используется эксплуатационный нуклидный состав
загрязнения (60Co — 90-95%; 137Cs, 54Mn — 5 — 10%), а для TPAO, образовавшихся при
работах на вспомогательном оборудовании либо строительного мусора, использованной
тары и т.п., принимается аварийный нуклидный состав загрязнения (137Cs — 85 - 90%,
134Cs — 8 - 10%; 144Ce — 2 - 5%). Данные по нуклидному составу TPAO ежеквартально
проверяются по наиболее представительным образцам.
При возникновении сомнений в нуклидном составе TPAO, образцы TPAO передаются на
спектрометрический анализ.
Суммарная активность TPAO в контейнере рассчитывается по формуле.
Асум (Kи) = Aуд (1+ f Sr-90) . m (8.22)
где: m—масса отходов в контейнере; f Sr-90— доля стронция-90 в общей активности отходов.
Для эксплуатационного нуклидного состава загрязнения f Sr-90= 0, для аварийного состава
загрязнения f Sr-90 = 0,22.
В случаях, когда с достаточной уверенностью можно утверждать о загрузке в контейнер
TPAO аварийного или эксплуатационного загрязнения, активность ТРАО рассчитывается по
упрощенной схеме.
Для контейнеров с толщиной стенки 5 мм
Aсум(Kи) = 3,4·10-6·V·kρ(Ργср — Ργф) (8.23)
при аварийном составе загрязнения TPAO
Acум(Kи) = 0,82·10-6· V·k·ρ(Ργср — Ργф) (8.24)
при эксплуатационном составе загрязнения TPAO,
где V — объем контейнера, м3;
k — коэффициент заполнения контейнера,
ρ — средняя плотность TPAO, кг/м3.
При заполнении контейнера неметаллическими отходами ρ = 500 — 600 кг/м3. При
заполнении контейнера металлическими отходами ρ = 1000 — 1500 кг/м3 (в зависимости от
: размера составных частей: обрезки труб, стружка). В случае заполнения контейнера
строительным мусором (бетон, кирпич и т.п.) ρ = 2000 кг/м3.
Для контейнеров с толщиной стенки 50 мм, заполненных металлическими отходами с
эксплуатационным загрязнением
Aсум(Kи) = 3,4·10-6·V·kρ(Ργср — Ργф) (8.25)
В случае, если Ργ ~ Ργ, суммарная активность отходов рассчитывается по формуле
Aсум(Kи) = Aуд·V·kρ (8.26)
где Ауд — чувствительность методики, равная 2,5·10-7 Ки/кг для контейнеров с толщиной
стенки 5 мми 9,5· 10-7 Ки/кг для контейнеров с толщиной стенки 50 мм.
Трансмиссионные методы во многом аналогичны эмиссионным, но, с целью повышения
точности измерений и получения дополнительной информации, в них используется кроме
собственного излучения отходов излучение внешнего источника. Так метод
трансмиссионного γ-сканирования использует излучение от внешнего источника для
коррекции результатов эмиссионных измерений по поглощению γ-излучения в объеме отходов,
а метод трансмиссионной компьютерной томографии использует это излучение для
восстановление картины распределения плотности отходов по объему и коррекции картины
распре деления радионуклидов в исследуемом объеме.
Контроль состава β-излучающих нуклидов в закрытых упаковках обычно невыполним
ввиду низкой проникающей способности β-излучения. Без вскрытия объема можно
определить активность и состав β-излучателей только косвенным путем с использованием
известныхилиизмеренных при выборочных проверках корреляционных соотношений между
содержанием в РАО γ- и β-активных нуклидов.
В большинстве случаев определение содержания и состава β-излучакяцих нуклидов в
РАО производится путем отбора проб отходов с последующей их радиохимической
обработкой с целью получения достаточно тонких и концентрированных препаратов для
последующей β-спектрометрии и определения состава и количества β-излучателей в пробе.
Представительность методики отбора проб при этом играет важнейшую роль, так как именно
от нее в большинстве случаев зависит точность определения суммарной β-активности
в упаковке.
Для контроля содержания α-излучателей и делящихся элементов в РАО можно
использовать методы:
• прямой регистрации α-частиц с поверхности отходов;
• α- и γ-спектрометрии;
• регистрации нейтронного излучения, возникающего при взаимодействии α-частиц с
материалом РАО;
• регистрация γ- и/или нейтронного излучения, возникающего при спонтанном делении;
• регистрация γ- и/или нейтронного излучения, возникающего в результате деления
ядер элементов, входящих в состав исследуемого объема при его облучении внешним
источником проникающего излучения (обычно это нейтроны или γ-кванты в широком
энергетическом диапазоне).
Преимуществом гамма-методов является то, что для регистрации γ-излучения требуется
относительно простая, широко используемая в экспериментальной ядерной физике и технике
аппаратура. Ввиду того, что при гамма-измерениях не требуется коррекция спектра
излучения, в то время как в нейтронных измерениях, как правило, необходимы замедление
(термализация) и т д нейтронов для обеспечения эффективности и чувствительности
регистрации. Так как нейтроны имеют большую длину свободного пробега, то
соответствующие блоки, например, замедлителей обычно относительно велики, а сами
установки имеют большую массу и габариты. Гамма-методы, таким образом, имеют
несомненные преимущества, однако, в случае контроля α-радионуклидов и делящихся
элементов, имеют и принципиальный недостаток — они являются косвенными методами.
Второй недостаток γ-методов в данном случае связан с тем, что распад α-активных
радионуклидов и делящихся элементов, за редким исключением, сопровождается
γ-излучением весьма малой энергии, 50 — 200 кэВ, и в случае неоднородных, относительно
плотных отходов, погрешность метода становятся неприемлемой для его практического
применения.
ДОЗИМЕТРИЯ НЕЙТРОННОГО ИЗЛУЧЕНИЯ
Процессы взаимодействия нейтронов с веществом определяются как энергией нейтронов,
так и атомным составом поглощающей среды.
Для регистрации нейтронов можно использовать различные виды вторичных излучений,
возникающих в результате ядерных реакций или рассеяния нейтронов на ядрах с передачей
им энергии. Тепловые и надтепловые нейтроны регистрируют с использованием реакций
10В(n, α)7Li, 6Li(n, α)3Н, 3Не(n, р)3Н, а также деления тяжелых ядер 235U и 239Pu.
Пропорциональные счетчики. Если реакция с бором происходит внутри
пропорционального счетчика, то результирующие ядра 4He и 7Li, разлетающиеся с энергией
соответственно 1,6 и 0,9 МэВ, могут быть легко зарегистрированы. Обычно нейтронные
пропорциональные счетчики имеют достаточно толстые стенки, чтобы исключить попадание
в газ заряженных частиц извне. Бор включается в наполнение двумя способами. Во-первых,
счетчики могут заполняться газом BF3, в котором 10B входит в молекулу. Во-вторых, тонкий
слой твердого вещества B4C может наноситься на внутреннюю поверхность стенки счетчика
(в этом случае в ионизации участвует только одна из частиц, так как другая поглощается
стенкой). Поэтому камеры с газовым заполнением BF3 более эффективны, чем камеры с
твердым слоем B4C.
Отметим, что вероятность (сечение) захвата быстрых нейтронов ядром 10B очень мала.
Только тепловые нейтроны захватываются с высокой вероятностью. С другой стороны
быстрые нейтроны становятся тепловыми при замедлении. Детектор тепловых нейтронов
можно превратить в детектор быстрых, окружив его слоем замедлителя нейтронов, те
веществом с большим содержанием водорода (например, парафин или пластик). Такие
"всеволновые" детекторы выполняются из 2 — 3 водородсодержащих коаксиальных
цилиндрических слоев с внутренним расположением борного счетчика или из нескольких
полиэтиленовых шаров различных диаметров — замедлителей, надеваемых на детектор таким
образом, чтобы он находился в центре шара.
Рис 8.1 Всеволновой счетчик
Конструкция всеволнового счетчика, который может регистрировать нейтроны в
диапазоне от 0,1 до 5 МэВ с постоянной эффективностью, показана на рис 8.1. Счетчик
состоит из двух цилиндрических парафиновых блоков (1), вставленных один в другой
(диаметр 380 и 200 мм, длина 500 и 350 мм соответственно), между которыми находится
экран (2), состоящий из слоя B2O3. Экран и внешний цилиндрический парафиновый блок
предназначены для уменьшения чувствительности всеволнового счетчика к рассеянным
нейтронам, поступающим не с правого торца счетчика. Внутри парафиновых блоков
устанавливают пропорциональный борный счетчик (4), который с правого торца закрывается
кадмиевым колпачком (5) для экранировки от прямого пучка тепловых нейтронов. Для
увеличения эффективности регистрации медленных нейтронов в торцевой части парафина по
окружности высверлено несколько отверстий (3). Быстрые нейтроны проникают в парафин,
где они замедляются и регистрируются счетчиком. При плотности потока нейтронов
1 нейгр /(см2·с) скорость счета всеволнового счетчика достигает 200 отсч /мин
Эффективность борного счетчика h, зависящую от длины рабочего объема l, энергии
нейтронов En и давления газа p, можно определить по формуле: