Ugrás a tartalomhoz

Környezettechnika

dr. Barótfi István

Mezőgazda Kiadó

7.2. Radioaktív anyagok előfordulása a környezetben

7.2. Radioaktív anyagok előfordulása a környezetben

A radioaktív anyagok származhatnak mind természetes, mind antropogén forrásokból. A származástól függetlenül előfordulhatnak valamennyi környezeti elemben.

A következőkben a radioaktív anyagok előfordulását tárgyaljuk a környezet egyes elemeiben, így az atmoszférában, a hidroszférában, a hidroszférában és az épített környezetben.

7.2.1. Radioaktív anyagok előfordulása az atmoszférában

A különböző fizikai, kémiai biológiai és egyéb folyamatok eredményeként radioaktív anyagok képződnek, amelyek akkumulálódnak, tovaszállítódnak és folyamatosan átalakulnak atmoszférában.

Az atmoszféra radioaktivitását a 20. század elején kezdték tanulmányozni, azonban mélyreható vizsgálatok ebben a vonatkozásban mintegy 35 évvel ezelőtt kezdődtek. E vizsgálatok kezdetben a kísérleti nukleáris robbantások bioszférára gyakorolt hatására vonatkoztak, jelenleg azonban elsősorban a nukleáris erőművek és a fűtőelem előkészítő üzemek gáz emissziójára terjednek ki ezek a vizsgálatok.

Az atmoszféra radioaktivitása elsősorban a levegőben lévő radioaktív aeroszoloktól és gázoktól származik, de okozhatják szilárd és folyékony halmazállapotú részecskék is.

A radioaktivitás lehet természetes és mesterséges (antropogén) eredetű.

A természetes radioaktív elemek légköri koncentrációjának ismerete rendkívül fontos, ugyanis ennek alapján

  • megbecsülhető az élő szervezeteket érő sugárterhelés, ill. a természetes szinthez viszonyítható és értékelhető a mesterséges (antropogén) eredetű kontamináció

  • a radon, ill. származékai mérése alapján tanulmányozható a légkör egyensúlyi állapota, az örvénylő mozgások, és meghatározható a diffuzió

  • következtetések vonhatók le a talaj összetételével kapcsolatban, és meghatározhatók a nagyobb koncentrációjú uránérc lelőhelyek,

  • a sugárvédelmi módszerek fejleszthetők, ill. tökéletesíthetők.

A természetes légköri radioaktivitás tulajdonképpen két forrásból táplálkozik. Az egyik forrást a földfelszínen és a vizekben lévő rádiumizotópok bomlástermékeként keletkező nemesgáz radon izotópok képezik A másik forrás a felülről érkező nagy energiájú kozmikus sugárzás, amely a levegőben lévő atomok magjaival kölcsönhatásba lép és ennek eredményeként radioaktív izotópok is keletkeznek.

A fölkéregből származó összetevőt a hosszú felezési idejű ősi izotópok (40K, 87Rb, 238U, 232Th) és az urán, ill. tórium bomlási sor elemei képezik.

A nagyenergiájú elsődleges kozmikus sugárzás, amely részben galaktikus eredetű, illetve a napból származik, egyrészt a föld mágneses energiája, részben a levegő atomjaival való kölcsönhatások miatt nem éri el a földfelszínt. A kozmikus sugárzás nagyenergiájú összetevője az atmoszféra felső rétegein áthatolva másodlagos részecskéket kelt, a kis energiájú komponens pedig az ionizáció révén veszíti el energiáját. A kölcsönhatás során részecskék (protonok, neutronok, elektronok, pimezonok) és fotonok, ill. a létrejövő magreakciók révén ún. kozmogén radioizotópok (3H, 7Be, 14C stb.) keletkeznek. A kozmikus komponensből származó dózis a földrajzi szélességtől, és a tengerszint feletti magasságtól függ. Átlagos értéke 0,3 mSv · a–1.

Az atmoszféra radioaktivitását az azt előidéző források mellett az éghajlati, a meteorológiai viszonyok is befolyásolják. Így egyebek között meghatározó tényező a földrajzi hely, a szél sebessége, iránya, a csapadék halmazállapota, mennyisége, gyakorisága, valamint a levegő szennyezettsége. A radionuklidok az atmoszférában aeroszolokat képezhetnek, a porszemeken adszorbeálódhatnak, ill. kondenzációs magokat képezhetnek.

A légkörben előforduló természetes radionuklidok három alapvető csoportba oszthatók.

  • A Föld korával közel azonos felezési idejű radioaktív nuklidok (235U, T = 7,13×108 év; 238U, T = 4,5 × 1109 év; 40K, T = 1,27 × 109 év; 232Th, T = 1,39×1010 év), amelyek csak elhanyagolható mennyiségben kerülnek az atmoszférába a különböző ezeket tartalmazó ásványokból és kőzetekből.

  • A Föld koránál lényegesen rövidebb felezési idejű radionuklidok, amelyek az elsődleges (primer) radionuklidok nukleáris átalakulásával jönnek létre és amelynek tagjai a következő ún. bomlási sorozatba tartoznak:

    • a 238U-ból kiinduló és a stabil 206Pb izotópban végződő uránium bomlási sor

    • a 232Th-ból kiinduló és a stabil 208Pb izotópban végződő tórium bomlási sor

    • a 235U-ból kiinduló és a stabil 207Pb izotópban végződő aktino-uranium bomlási sor.

A bomlás sorok több tíz radionuklidet foglalnak magukban és ezek a légkörben lévő radioaktív anyagok két alcsoportba oszthatók

  • Az első alcsoportba tartoznak azok az izotópok amelyek proton száma 92–87 közötti és amelyek a földfelszínről lépnek a légkörbe és forrásuk uranium és thorium izotópok Ebbe a csoportba tartozik többek között a 234U (T = 2,5·105 a), a 234Th (T = 24,1 d), a 231Th (T = 25,6 h), a 226Ra (T = 1620 a), a 223Fr (T = 22 min) stb.

  • A második alcsoportba három radon izotóp és termékei tartoznak, mint egyebek között a radon, a polónium, a bizmut, és az ólom radioaktív izotópjai. Ennek az alcsoportnak a radioizotópjai okozzák az atmoszféra természetes radioaktivitásának jelentős részét , túlnyomórészt a 222Rn (T = 3,82 d) és a 220Rn (T = 55,3 s)

  • A kozmikus eredetű sugárzás hatására az atmoszférában bekövetkező nukleáris reakciókból közvetlenül keletkező radionuklidok Ebbe a csoportba tartoznak egyebek között a 3H (T = 12,3 a), a 14C (T = 5570 a), a 32P (T = 14,3 d), a 35S (T = 87 d), a 39Cl (T = 56,5 min), a 81Kr (T = 2,1 × 105), a 85Kr (T = 10,65 a).

Normális körülmények között a természetes radioaktív anyagok atomos formában vannak jelen a légkörben

Az atmoszferikus levegő természetes aktivitása a talaj radioaktív anyag tartalmától, ill. az anyagok talaj és légkör közötti cseréjének intenzitásától függ. A folyamatot gyorsítja a hőmérséklet növekedése és a légköri nyomás csökkenése.

Az előzőekben bemutatott bomlási sorok mindegyikében megtalálható a radon nemesgáz egy-egy izotópja (222Rn: radon, T = 3,82 d, 220Rn: toron T = 55,6 s; 219Rn: aktinon T = 3,9 s). Ezek közül különös jelentőséggel a 222Rn bír. Az egyes bomlássorok radonnal kapcsolatos főbb jellemzőit a 7.3. táblázatban mutatjuk be.

7-3. táblázat - Bomlássorok radonnal kapcsolatos jellemzői

Bomlási sor

Urán

Tórium

Aktinium

Tömegszám kód

4n+2

4n

4n+3

Hosszú életű elem és felezési ideje

238U

232Th

235U

4,5 · 109 év

1,39 · 1010 év

7,3 · 108 év

Rádium anyaelem és felezési idje

226Ra 1622 év

224Ra 3,64 nap

223Ra 11,4 nap

Radon izotóp és felezési ideje

222Rn (radon)

220Rn (toron)

219Rn (aktinon)

3,82 nap

55,6 s

3,9 s

Potenciális alfaenergia a rövidéletű bomlási sorban*

19,2 MeV per atom

20,9 MeV per atom

20,8 MeV per atom

Stabil végmag

206Pb

208Pb

207Pb


* A potenciális alfaenergia a bomlási során végigmenő atom által kibocsátott alfa részek energiájának összege.

A 222Rn földkéregben ill. a felszín közeli talajokban lévő 238U-ból képződik, melynek a felszín közeli rétegben átlagosan 2 µg · g–1 a koncentrációja (25 Bq · kg–1).Ara-don közvetlen anyaeleme a 226Ra , melynek fajlagos aktivitáskoncentrációja 10 és 100 Bq/kg között változik a kőzet és a talaj típusától függően. A képződő radon a légtérbe kerülve légmozgással terjed. A tovaszállítást a keveredési diffuzió és a konvekció határozza meg, melynek eredményeként a felszín közelében az aktivitás koncentráció néhány Bq/m3-re tehető, ugyanakkor a talajgázban ez kBq · m–3 nagyságrendű.

A légköri természetes radioaktivitás vertikális eloszlását, tehát a felszín fölött radioaktív koncentrációt és annak változását elsősorban a termikus kicserélődés határozza meg. A természetes radioaktív radon izotópokat a termikus kicserélődés juttatja a magasabb rétegekbe, és a koncentráció a magassággal csökken.

Egy adott magasságban a koncentráció a következő összefüggéssel számítható:

C 2 = C 1 e λ D h , MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aqatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaerbd9wDYLwzYbItLDharqqtubsr4rNCHbGeaGqik8vrps0lbbf9q8WrFfeuY=Hhbbf9v8qqaqFr0xc9pk0xbba9q8WqFfea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaWaaeaaeaaakeaacaWGdbWaaSbaaSqaaiaaikdaaeqaaOGaeyypa0Jaam4qamaaBaaaleaacaaIXaaabeaakiaadwgadaahaaWcbeqaamaakeaabaWaaSaaaeaacqaH7oaBaeaacaWGebaaaaadbaGaeyOeI0IaamiAaaaaaaGccaGGSaaaaa@40F5@

ahol:

C2 – a felső légréteg koncentrációja (aktivitása),

C1 – az alsó légréteg koncentrációja (aktivitása),

h – a két réteg közötti magasság különbség,

λ – a bomlási állandó,

D – a diffúziós állandó.

A nyári félév (április–szeptember) magyarországi jellemző mérési eredményeit a 7.4. táblázat mutatja be.

7-4. táblázat - A RaB és a ThB átlagos koncentrációja Magyarországon a nyári hónapokban

Magasság (m)

Aktivitás, mBq/m3

RaB

ThB

0,0

1846

130

2,5

1521

118

10,5

818

96


A radon (222Rn), ill. a toron (220Rn) relatív koncentráció változásáról a magasság függvényében a 7.5. táblázat ad tájékoztatást.

7-5. táblázat - A radon (222Rn) és a toron (220Rn) relatív koncentrációjának változása a talajtól mért magasság függvényében

Magasság (m)

Radon (%)

Toron (%)

Talajszint

100

100

1

95

5

70

10

87

50

55

100

69

0,5

1000

38

7000

7


Röviden érdemes kitérni a kozmikus sugárzás által termelt 14C izotóp (radiokarbon) keletkezésére és az emberi tevékenység hatására bekövetkező koncentráció változására.

A kozmikus sugárzás által termelt szekunder neutronok ütközés során a légkör 14N atomjaival kölcsönhatásba lépnek és a szénnek egy radioaktív izotopja keletkezik, amely β-emisszióval , 5730 ± 40 év felezési idővel bomlik. A képződött 14C rövid időn belül 14CO2-vé oxidálódik, amely a többi széndioxid (12CO2) molekulával keveredik és részt vesz a szén biogeokémiai ciklusában. Tekintettel arra, hogy az 5730 éves felezési idő geológiai léptékben igen rövidnek tekinthető, a Földön a kozmogenikus 14C

radioaktív egyensúlyi állapotban van. Az egyensúlyi izotóparány 14C/12C = 1,17 · 10–12. Az akkumulálódott 14C tartalom a Földön 82,7 · 108 GBq (51 · 103 kg), amely a hidro-, bio-, és atmoszférában 94,3%, 3,8%, és 1,9% arányban oszlik meg, így a légkör állandósult 14C tartalma 1,57 · 108 GBq. Az iparosodás miatt a múlt század végétől fokozódott a fosszilis tüzelőanyagok égetése, melynek eredményeként nőtt a légkör CO2 koncentrációja. Tekintettel arra, hogy a fosszilis eredetű CO2 inaktív, így fokozatosan csökkent a légkör 14C koncentrációja. Ezt nevezzük Suesseffektusnak. Ennek következtében 1850-hez viszonyítva 1950-ig a csökkenés 3%.

A mesterséges (antropogén) eredetű radionuklidok forrásai a következők lehetnek:

  • kísérleti nukleáris robbantások,

  • a nukleáris erőművek fűtőanyagának előkészítésével összefüggő tevékenységek és létesítmények (bányászat, ércdúsítás, meddőhányók),

  • az atomerőművek normál üzemeltetésével kapcsolatos kibocsátások,

  • nukleáris balesetek,

  • gyógyászati tevékenység (diagnosztizálás, terápia),

  • kutatási és egyéb tevékenység.

A kísérleti nukleáris robbantásokból több radioaktív szennyezőanyag környezetbe, mint az egyéb emberi tevékenységből származó radioaktív anyagok együttvéve. Az első nukleáris fegyverkísérletet 1945. július 16-án Új-Mexikóban egy sivatagban végezték el. Ezt követően 1945 augusztusában Japánban Hirosimára és Nagaszakira dobtak le 235U és 239Pu hasadóanyagot tartalmazó 20 kt (TNT ekvivalens)névleges hatóerejű fissziós bombát. 1945 és 1962 között mintegy 400 légköri nukleáris robbantást hajtottak végre, összesen megközelítően 500 Mt TNT ekvivalens hatóerővel. 1958 novemberében hatályba lépett a nukleáris fegyverkísérleteket korlátozó Atomcsend Egyezmény , amely az aláíró és atomfegyverrel rendelkező országok számára betiltotta mind a légköri, mind a földalatti atomfegyver kísérleteket. A Részleges Atomcsend Egyezmény hatályba lépéséig, 1962 végéig több mint 300 Mt össz-hatóerejű kísérletet végeztek. 1962 után csak Franciaország és Kína végzett jelentősebb légköri nukleáris fegyverkísérletet.

A robbantások során direkt és indirekt módon számos radioaktív izotóp képződik. 235U fissziója során elsődlegesen mintegy 60 radioizotóp képződik és ez a szám fokozatosan növekszik a radioaktív bomlás eredményeként és 35 elem 180 radioaktív izotópja jön létre melyek proton száma (rendszáma) 30 és 65 közötti, a tömegszáma pedig 72 és161 közötti. Indirekt módon, a bomba szerkezeti anyagának és az atmoszférában lévő por és egyéb anyagok aktválásával további rádióizotópok jönnek létre. A fissziós nukleáris töltet robbantásakor az összes energia 50%-a lökéshullám, 35%-a hősugárzás, és 15%-a fissziós energia formájában szabadul fel. Az ionizáló sugárzás 1/3 része közvetlenül a robbantást kíséri, 2/3 része a hasadás során létrejövő anyagok által képviselt késleltetett sugárzás. A hasadványok aktivitása közvetlenül a robbanás után rendkívül magas. Így pl. 1 Mt hatóerejű fissziós robbantást követő 60 s múlva a hasadványok összes gamma aktivitása 1,5 · 1023 Bq. A hasadványok közül azok a hosszabb felezési idejű radioaktív izotópok különösen veszélyesek, amelyek a táplálékláncon keresztül bejuthatnak az emberi szervezetbe.

Lényeges a környezetszennyezés szempontjából, hogy a robbanást követően a légkörben szétszóródó hasadványok milyen eloszlásban és mennyi idő múlva érik el a Föld felszínét. Ez az adott hely környezeti feltételei és meteorológiai paraméterei mel-lett a robbantás magasságától és hatóerejétől függ. A radioaktív anyagok Föld felszínre kerülését a radioaktív kihullás (fall out) jelensége gyorsítja. Ennek mechanizmusa a következő. A robbantás helyén kialakult láncreakcióval és a fúzióval összefüggő hő ill. ionizáló sugárzás hatására ionizált állapotban lévő gázokból és vízgőzből álló tűzgömb jön létre. Ennek környékén – a gyorsan kialakuló hőmérséklet-és nyomáskülönbség miatt – olyan áramlási viszonyok alakulnak ki, melyek hatására nagy mennyiségű, a felszínről származó anyag áramlik a tűzgömb belsejébe. A bekerülő anyag a magas hőmérsékleten elpárolog, az energiatermelő reakciók megszűnését követően a tűzgömb hőmérséklete rohamosan csökken, majd átmérője és a felszíntől mért távolsága nő, míg végül jellegzetes gomba alakú ködfelhő formájában, a hatóerő nagyságától függő magasságban stabilizálódik. A 100 kt-nál kisebb hatóerő esetén a radioaktív ködfelhő a troposzférában stabilizálódik, míg a Mt nagyságrendű hatóerő tartományban behatol a sztratoszférába. A lehűlés során a vízgőz ill. a felszínről bekerülő anyag kicsapódik és a képződő szemcsékre a radioaktív hasadványok rárakódnak, és a szemcsék tömegétől függő sebességgel hullanak a felszínre.

A nagyobb tömegű szemcsék már a robbantást követő néhány napon belül a robbantás környékén elérik a felszínt. Ezt a kihullást nevezzük lokális fall out-nak.

A lokális fall out-ra vonatkozó közlemények az 1954. március 1-jén végrehajtott amerikai termonukleáris robbantással összefüggésben kerültek először közlésre. Ezek szerint a Bikini korallzátony közelében sekély vízben végrehajtott robbantás eredményeként az összes fall out mintegy 80%-a egy 320 km sugarú területen hullott le. A robbantás 15 Mt hatóerejű volt és több tízezer t tömegü anyag juthatott a korallzátony felszínéről a tűzgömbbe.

A lokális fall out-ban

  • a troposzférikus komponens és

  • a sztratoszférikus lehozatal

játszik szerepet.

A robbantás körzetében a promt sugárhatás mellett a lokális fall out jelenti a legnagyobb sugárveszélyt. A hulló por kis méretű szemcsefrakciója, a kis ülepedési sebesség miatt csak néhány hónap múlva éri el a Föld felszínét, de ugyanakkor a troposzférában uralkodó kelet-nyugat irányú légáramlás a hulló port körbe szállítja a Föld körül a robbantás helyének megfelelő szélességi kör mentén. Így pl. egy 1965-ben végrehajtott kínai nukleáris fegyverkísérletet követő 24 órán belül kerülték meg a Földet a megfelelő szélességi kör mentén a radioaktív hasadványok.

Amennyiben a robbantás hatóereje 100 kt-nál nagyobb, akkor a radioaktív ködfelhő a sztratoszférában stabilizálódik. A sztratoszferikus összetevő finom szemcsefrakciójának aktivitása tavasszal mérhető a Föld felszínén, a csapadék szárazanyag-tartal-mában.

A fall out összetevőinek (lokális, troposzférikus, sztratoszférikus) az aránya a robbantási magasságtól, a hatóerőtől és a felszín minőségétől függ.

A szárazföldi robbantások során a Mt nagyságrendű tartományban a késleltetett sugárzás ≈80%-a lokális, ≈5%-a troposzférikus és ≈15%-a sztratoszferikus fall out-ként kerül a felszínre.

A vízfelszín feletti robbantások esetében a megoszlás a következő: ≈20%, ≈5%, ≈75%.

A légköri robbantásoknál a lokális fall out csupán mintegy 10%, ugyanakkor a sztratoszférikus rész »85% körüli.

A kt hatóerő-tartományban a lokális fall out százalékos aránya megegyezik az előzőekben közölt értékekkel, a sztratoszférikus komponens nem játszik szerepet, tekintettel arra, hogy a radioaktív ködfelhő a troposzférában stabilizálódik.

Az atomerőművek üzemeltetése, ill. a radioaktivitás gyógyászati felhasználása által okozott szennyezésekkel a megfelelő fejezetben foglalkozunk.

7.2.2. Radioaktív izotópok a hidroszférában

Az atmoszférához hasonlóan a hidroszférában előforduló radioaktív anyagok természetes és mesterséges (antropogén) forrásokból származhatnak, ennek megfelelően természetes és mesterséges eredetű radionuklidokat különböztetünk meg.

A hidroszféra természetes radioaktivitása elsősorban a litoszférával, ill. az atmoszférával való állandó kölcsönhatás eredménye.

A természetes eredetű sugárzó anyagok körébe azok a radionuklidok tartoznak amelyek a talajból, ill. kőzetekből kioldódva kerülnek a felszíni vagy felszín alatti vizekbe, mint radioaktív izotópok, vagy ezek radioaktív leányelemei. Ugyancsak a természetes radioaktív anyagok körébe tartoznak a kozmikus sugárzás hatására elsősorban a felső légkörben képződő, és onnan a felszíni vizekbe kerülő radiónuklidok (nedves, ill. száraz kihullás).

A felszíni vizek radioaktivitását befolyásolják, ill. módosítják a vízben élő szervezetek (algák, moszatok, halak), amelyek táplálékfelvételükkel a vízben lévő radioaktív izotópokat is inkorporálják (testükbe juttatják). Az élő szervezetek elpusztulását követően, a szerves anyagok lebomlása után ezek a radioaktív anyagok visszakerülnek a vízbe.

A felszíni vizek esetében a radioaktivitás tekintetében különbség tapasztalható az álló vizek és a vízfolyások között. A tavakban akkumulálódnak a bekerülő radioaktív anyagok, ezért ezek radioaktivitási szintje nagyobb, mint a vízfolyásoké.

Ugyanakkor az ásvány-és gyógyvizek radioaktivitása jelentős mértékben meghaladja a felszíni vizek aktív-anyag tartalmát.

A természetes radioaktivitást olyan radionuklidok jelenléte okozza, mint a 226Ra, a 222Rn, a 238U, a 230Th,a 210Po, a 210Pb, a 40K stb. Kivéve bizonyos ásványvizeket és radioaktív érceket tartalmazó depók szomszédságában lévő vizeket, a 40K adja a talajvíz aktivitásának legnagyobb részét. A természetes kálium 0,012%-a a radioaktív izotóp 40K. Sztanyik B.(1981) közlése a Duna vizének átlagos 40K-aktivitása 70–90 mBq · l–1.

A radionuklidok a vízben oldható és oldhatatlan, ill. egyszerű és komplex ionok formájában lehetnek jelen.

Az ásványvizek természetes aktivitásának egyik fő komponense a gáz halmazállapotú radon. A felszín alatti vizek természetes aktivitásának egyéb komponensei az urán és a rádium. Amennyiben a víz aktivitása //>// 370 Bq · l–1, a vizet radioaktív ásványvíznek tekintjük.

A víz mesterséges (antropogén) radioaktivitását elsősorban a maghasadásos (fiszsziós) reakciók (nukleáris robbantások, nukleáris reaktorok) okozzák. A tudományos kutatásból és a gyógyászati tevékenységből származó mesterséges radioaktivitás nem jelentős.

Elsősorban a következő mesterséges eredetű radionuklidok fordulnak elő általában: 90Sr, 90Y, 131I, 132I, 137Cs, 141Ce, 144Ce stb. Egyéb radionuklidok az atomreaktorokban és nukleáris fegyverekben lévő anyagokra gyakorolt neutronsugárzás hatására jönnek létre, (59Fe, 60Co, 51Cr, 54Mn) vagy az atmoszféra alkotórészei (3H, 14C).

A vizek természetes trícium aktivitása 0,6–0,8 Bq·l–1.

A legveszélyesebbek a hosszú felezési idejű, nagy sűrűségű ionizáló sugárzást kibocsátó és az élő szervezetekben felhalmozódó radionuklidok. Különösen toxikus a 226Ra, a 90Sr, a 90Y, a 210Pb, és a 210Po.

Az ivóvíz radiológiai minősítésére első közelítésben, tájékoztató adatként megengedett az össz-α– ill. β-aktivitás, amely alapján következtetni lehet alfa, ill. béta aktív radionuklidok jelenlétére, anélkül hogy az egyes radionuklidok minőségét bonyolult elemzéssel meghatároznánk. Ezek megengedhető szintjét napi 2 l víz fogyasztását feltételezve 0,05 mSv·a–1 értékben határozták meg. A „nem aktív szint” aktivitási értéket tekintik az egészségügyi hatóságok azon határértéknek, amely alatt nem szükséges további elemzések elvégzése. Ennek értéke az össz-alfa-aktivitás esetén 0,1 Bq·l–1,és 1,0 Bq·l–1 a össz-béta aktivitásra vonatkozóan. Amennyiben a víz radioaktivitásának mértéke az előzőekben megadott határértékeket meghaladja, akkor részletes vizsgálat keretében külön-külön kell az egyes radionuklidok mennyiségét meghatározni.

Amennyiben a vízbe radioaktív hulladék kerül, akkor a víz vizsgálatán túl, analizálni kell a hordalékot, a vízi flórában és faunában az akkumulációt, valamint a fenékiszapot.

Vannak olyan radionuklidok, amelyek csak bizonyos szervezetekben és szervekben szelektív módon akkumulálódnak. Ilyen szempontból különösen a halak kontaminálódása veszélyes az emberi táplálkozásra történő felhasználás miatt.

A hidroszféra radioaktív kontaminációjából származó sugárterhelés az élőszervezetre két módon hat :külső és belső jelleggel. A külső terhelés (pl. fürdéskor) a szervezetet érő sugárhatás általában elhanyagolható, a belső terheléssel összehasonlítva, amely ivóvíz formájában, vagy a hidroszférában élő vízi élőszervezetek élelmiszerként történő felhasználással inkorporálódik a szervezetben.

Az ivóvíz radioaktivitása a különböző kezelési eljárások következtében általában lényegesen kisebb, mint az élő vizeké.

A hidroszféra radioaktív kontaminációjának és ennek időbeli változásának vizsgálatára bizonyos élő szervezetek alkalmasak.

Az indikátor szervezeteknek két típusát különböztethetjük meg. Az egyik ún. aktuálszint-monitor gyorsan akkumulál, és ugyancsak gyorsan lebont, ill. ürít. A másik típus az ún. integrálómonitor, amelynek radionuklid-tartalma állandó környezeti szint esetén is emelkedik, és csak hosszú idő után stabilizálódik. Ezek a szervezetek, a lassú kiürülés miatt a felvett radioaktív izotópokat hosszabb ideig megkötve tartják, és ezáltal radioaktivitásuk hosszabb időszak kontaminációs szintjéről tájékoztat.

7.2.3. Radioaktív izotópok a pedoszférában (talajban)

A talaj szerepe a radioaktív anyagok megkötésében és felhalmozásában igen jelentős. Radioaktivitása a természetes környezetben előforduló nagy számú radioaktív izotóp előfordulásával magyarázható. A radioaktív izotópok természetes és mesterséges forrásokból származhatnak.

A radioaktív nuklidok a következő négy csoport valamelyikébe sorolhatók

  • a radioaktív elemek bomlás sorának közbülső, nagy atomtömegű termékei mint az uránium, az aktínium és a tórium,

  • kis atomtömegű, de hosszú felezési idejű kis természetes aktivitású elemek radioaktív izotópjai, mint a 40K, a 87Rb, a 147Sm, a 48Ca, a 96Zr,

  • az atmoszférában a kozmikus sugárzás hatására stabil izotópokból képződő radioaktív izotópok, mint a 3H, a 7Be, a 10Be, a 14C,

  • a nukleáris robbanások alatt képződő radioaktív izotópok, nukleáris berendezések üzemelésével vagy balesetével összefüggésben a stabil izotópok neutronokkal történő sugárzásával.

A talajok természetes radioaktivitása a geológiai viszonyok (alapkőzet származása és összetétele, a mállás, a talajképződési folyamat jellege stb.) függvénye.

Így pl. a savas jellegű kőzetek mállásából képződő talajokban a radioaktív elemek mennyisége nagyobb, mint azoké a talajoké, amelyek bázikus kőzetek mállásából képződtek. A kötött talajokban a radioaktív elemek mennyisége nagyobb, mint a homok talajokban. A radioaktív izotópok eloszlása a talaj profilban általában egyenletes.

A természetes radioaktivitás elsősorban a hosszú felezési idejű izotópokból alakul ki, azokból amelyek felezési ideje 108–1016 év közötti.

Az aktivitás szintje elsősorban a talaj urán, tórium, rádium és kálium tartalmától függ. Ezen elemek sugárzási energiája képviseli az összes természetes radioaktív elem sugárzási energiájának 98%-át.

A hazai talajok α-aktivitása általában 0,4–3,0 Bq · g–1 között változik.

A talajok természetes radioaktivitása a geológiai viszonyoktól, az alkalmazott agrotechnikai módszerektől (műtrágyázás, öntözés), a meteorológiai paraméterektől és egyéb környezeti tényezőktől függ.

A természetes radioaktivitás jelentős részét a természetes kálium 40K izotópja okozza. Ez az izotóp β-és γ-sugarakat bocsát ki és a természetes káliumban 0,0119%-os arányban fordul elő. A talajok átlagos kálium tartalma 1–2% körül alakul, de a gránitos kőzetekből kialakult talajok esetében elérheti a 3–4%-ot is. A káliumhoz hasonló kémiai tulajdonságú a rubídium, melynek 27,85%-a a 87Rb izotóp, azonban a talajok átlagos rubidium tartalma csupán6·10–3 %, így az izotóp aktivitása nagyságrendekkel kisebb, mint 40K-é.

A talajok felső rétegének radon tartalma az évszaktól, ill. a hőmérséklettől függ. Nyáron tapasztalható a maximum, télen ill. ősszel a minimum ami a hőmérsékleti gradienssel magyarázható. A radon koncentráció a mélységtől is függ. A radon az a uránium ‑238 bomlási sorának egyik leányeleme. Az anyaelem 238U koncentrációja a földkéregben átlagosan 3 µg · g–1, ami mintegy 40 Bq · kg–1 átlagos fajlagos aktivitás koncentrációt jelent. A felszín közeli talajokban a tartalom 2 µg · g–1 (25 Bq · kg–1). A radon közvetlen anyaelemének a 226Ra-nak ennél kisebb a fajlagos aktivitáskoncentrációja. A légkörbe kijutó radon, a kőzetekben és a talajokban lévő radontól származik A felszíni rétegek radon koncentrációja a talaj gázátbocsátó képességétől függ.

A magyarországi talajok természetes eredetű radioaktív izotópjainak aktivitását Szabó S. (1985) nyomán a 7.6. táblázatban mutatjuk be.

7-6. táblázat - Magyarországi talajok csoportosítása természetes eredetű radiokatívizotóp-tartalmuk alapján

Radiokatív nuklid

Aktivitás, mBq/g talaj

alacsony

közepesnél alacsonyabb

közepes

közepesnél magasabb

magas

40K

//<// 373

373–529

529–675

675–821

//>// 821

234Th

//<// 31

31–67

67–103

103–140

//>// 140

226Ra

//<// 16

16–79

79–143

143–206

//>// 206

214Bi

//<// 3

3–31

31–59

59–87

//>// 87

214Pb

//<// 4

4–34

34–64

64–94

//>// 94

228Ac

//<// 24

24–34

34–46

46–56

//>// 56

212Bi

//<// 15

15–31

31–47

47–63

//>// 63

212Pb

//<// 21

21–33

33–45

45–57

//>// 57

208Tl

//<// 26

26–35

35–45

45–54

//>// 54


A radioaktív szennyezettség kialakulásában a talajnak elsősorban közvetítő szerepe van azáltal, hogy megköti a levegőből, a csapadékból, ill. a felszíni vizekből a talajra jutó hasadási termékeket, a rajta élő növényeken keresztül bekapcsolódik a tápanyagláncba. A talaj szennyezettségének mértéke határozza meg a tápanyaglánc egyes elemeinek szennyezettségét.

A radioaktív elemek mesterséges forrásai a maghasadás és egyéb nukleáris reakciók eredményeként, tehát emberi beavatkozás hatására jönnek létre. Az így képződő radioaktív izotópok a a kihullás (fall out) révén kerülnek a talaj felszínére, ill. a talajba.

Ezek az radioaktív izotópok a elsősorban a 137Cs, a 90Sr, a 95Zr, a 95Nb, a 106Ru, a 141Ce, a 144Cs és a 131I. A 90Sr és a 137Cs kivételével ezek a radioaktív izotópok rövid felezési idejűek, így rövid időn belül eltűnnek a talajból.

Környezeti szempontból a stroncium és a cézium a legveszélyesebb, figyelembe véve viszonylag hosszú felezési idejüket (28, ill. 30 év), nagy sugárzási energiájukat és részvételüket a táplálékláncban, valamint az élő szervezetekben való akkumulálódó képességüket, aminek eredménye, hogy kémiai hasonlóságot mutatnak bizonyos bigén elemekhez. Így a radioaktív stroncium a kalciumhoz, a radioaktív cézium a káliumhoz hasonló karakterű. Ezek akkumulálódása az élő szervezetekben az izotóp kémiai formájától, és a talaj jellegétől függ. Ezek nagyobb arányú jelenléte a talajban kicserélhető ionként való előfordulást jelent. A stronciumot a kalcium igényes, a céziumot a kálium igényes növények veszik fel a talajból elsősorban.

Az elemek talajból – a növények által – történő felvehetősége a következő módon csökken:

Sr //>// I //>// Ba //>// Cs, Ru //>// Ce //>// Zr, Nb //>// Pu

A 137Cs mozgékonysága a talajban kisebb mértékű, mint a 90Sr-é, ami az agyagásványokhoz való erős kötődéssel magyarázható. Vizsgálatokra alapozott megállapítások szerint az agyagásványok a céziumot olyan erősen adszorbeálják, hogy a növény jelentősebb mennyiségű céziumot nem képes a talajból felvenni. A káliumionok nagy koncentrációban való jelenléte ugyanakkor jelentős mértékben csökkenti a cézium adszorpcióját. A cézium adszorpciójának sorrendje a különböző agyagásványokon a következő:

illit //>// montmorillonit //>// kaolinit

A talajok radioaktív szennyezettségének mértékét

  • a domborzati viszonyok,

  • a talaj mechanikai összetétele,

  • a talaj kémiai jellemzői,

  • az agrotechnikai módszerek, és

  • az alkalmazott agrokémiai módszerek befolyásolják.

A domborzati viszonyok vonatkozásában eltérő a lejtős és a síkvidéki területek szennyezettsége. A lejtős területeken a nagyobb mértékű lefolyás és az erózió miatti talaj lepusztulás következtében e területeken kisebb mértékű a talaj radioaktív anyag tartalma, tehát a kontaminációja.

A mechanikai összetétel a talaj felszínére kerülő radioaktív anyagok megkötődését befolyásolja, ugyanis a könnyű szerkezetű talajok esetében ezek az anyagok viszonylag gyorsan mosódnak le a mélyebb rétegekbe, így a felső rétegekben nem tudnak megkötődni. A mélyebb rétegekből a növények nem képesek felvenni a radioaktív izotópokat, így nem kerülhetnek bele a táplálékláncba.

A kémiai jellemzők közül a kalcium tartalom befolyásolja a talajok stroncium izotópokkal való szennyeződésének mértékét. Ugyancsak befolyásolja ezek felvételét a talaj sótartalma. A nátrium és kálium vagy a kalcium és magnézium koncentrációjának növekedés csökkenti a radioaktív izotópok megkötődését a talajban. A 137Cs felvételét a talaj K-és inaktív Cs-tartalma, valamint ioncserélő képessége, a pH-ja és nedvességtartalma befolyásolja.

A radioaktív szennyezőanyagok felhalmozódását jelentős mértékben befolyásolja a területen alkalmazott művelési mód. Így gyep területeken a 90Sr legnagyobb része a felső 5 cm-es rétegben halmozódik fel, a szántóföldi művelés alatt álló területeken a 0–15cm-es rétegben 1–3-szor annyi 90Sr halmozódik fel, mint a 15–50 cm-es rétegben. Általában megállapítható, hogy a légkörből a talaj felszínére kerülő radioaktív izotópok eloszlása a mezőgazdasági művelés alatt álló területeken a talaj felső 20–30 cm-es rétegében közel homogén. A szántóföldi művelés alatt álló területeken a talajok felső rétegének kontaminációja kisebb, mint a művelés alatt nem álló területek szennyezettségi szintje. Így a felső talajréteg 137Cs szennyezettsége legelő területeken háromszoros a szántóföldi területekhez viszonyítva.

Az alkalmazott agrokémiai módszerek közül a meszezés, ill. a műtrágyázás befolyásolja a talaj radioaktivitását. Így a meszezés, tehát a talaj kalcium tartalmának növelése az Sr/Ca arány csökkentésével, jelentősen mérsékli a növények 90Sr, a nagy mennyiségű kálium adagolással (műtrágyázás) a talaj Cs/K aránya csökkenthető, és mérséklődik a növények 137Cs felvétele. A műtrágyák általában befolyásolják a radioaktív kontaminációt okozó izotópoknak a talajból a növényekbe jutását.

A műtrágyázással jelentős mennyiségű természetes eredetű radioaktív anyag kerül a talajba, így a 40K-on kívül urán, tórium, 26Ra, 210Pb, és 210Po. A műtrágyák közül elsősorban a foszfátotoknak jelentős az urán és bomlási sorába tartozó leányelemek aktivitása. A műtrágyázással ugyanakkor jelentős mértékben nő a talajok természetes radioaktivitása.

A talajok radioaktív kontaminációjának mértékére befolyást gyakorol a termesztett növény faj (az evapotranszspiráció, ill. a gyökerezési mélység révén), ill. a termés mennyiség. A termés betakarítása általában csökkenti ugyan a talaj radioaktivitását, azonban a radioaktív anyagok talajban lévő teljes mennyiségét figyelembe véve ez nem jelentős.

7.2.4. Radioaktív izotópok a növényekben

A növények a talajjal, a levegővel és a vízzel állandó dinamikus kölcsönhatásban vannak, melynek eredményeként alakul ki a növényvilág radioaktivitása.

A növények a tápláléklánc igen fontos elemei, tekintettel arra, hogy vagy közvetlen vagy közvetett kapcsolatot képeznek a környezet elemei és az ember között.

Tekintettel arra, hogy a növények szervezetét felépítő ásványi anyagok zöme a talajból a gyökérzeten keresztül kerül a növényi szövetekbe, a talaj hatása meghatározó.

A növények által felvett ásványi anyagok összetételét, mennyiségét, és akkumulálódását elsősorban a talaj fizikai, ill. kémiai jellemzői határozzák meg, de ugyanakkor a növények is módosítják a talajban lévő radioaktív anyagok koncentrációját.

A növények azonban nemcsak a talajból, hanem a levélzeten keresztül közvetlenül a levegőből is vesznek fel radioaktív anyagokat. Így pl. 14C radioaktív izotópot a fotoszintézis keretében CO2 formájában veszik fel a növények a levélzeten keresztül.

A növények szervezetében növekedési, fejlődési rendellenességek kialakulása nélkül is jelentős mennyiségű radioaktív izotóp halmozódhat fel, azonban nagyobb mennyiség felhalmozódása esetén az állati vagy emberi szervezetben már jelentős káros elváltozásokat okozhatnak.

A radioaktív izotópok igen nagy dózisa már kedvezőtlenül hat a növények növekedésére ill. fejlődésére.

A növények radioaktivitásának – a környezet egyéb elemeihez hasonlóan-termé-szetes (geológiai viszonyok által meghatározott, ill. kozmikus sugárzás) és mesterséges (atomrobbantások, atomerőművek, nukleáris létesítmények, izotóp laboratóriumok stb.) forrásai lehetnek.

A termesztett növények és így a növényi eredetű élelmiszerek radioaktivitását

  • meteorológiai, éghajlati tényezők (hőmérséklet, fényviszonyok, vízellátottság stb.) és

  • az agrotechnikai tényezők (művelési mód, jelleg stb.) befolyásolják elsősorban.

A növények természetes radioaktivitását okozó elemek közül elsőként a 40K radioaktív izotópot kell megemlíteni, ugyanis a kálium a növények esszenciális makro elemei közé tartozik, így valamennyi növényben előfordul. Amint az előzőekben már említésre került ez az izotóp a káliumban 0,0119%-os arányban fordul elő.

Minden növény tartalmaz szenet, így 14C izotópot is amelyet a levegőből CO2 formájában vesznek fel a fotoszintézis keretében. Ezt a növények beépítik testükbe, így pl. a fák az évgyűrűk cellulózanyagába. Ez lehetővé teszi az évgyűrűk vizsgálata alapján az egyes évek átlagos légköri 14C-koncentrációjának megállapítását.

A növények 40Késa 14C radioaktív izotópok kívül más radioaktív elemeket is tartalmaznak, amelyeket a talajból, vagy levélzetükön keresztül közvetlenül a levegőből vesznek fel. Így közlemények számolnak be arról, hogy különböző növényekben 0,1–0,6 Bq · kg–1 226Ra aktivitást mértek.

210Pb leányeleme a 210Po adja a növények a-aktivitásának mintegy 80–90%-át.

Megtalálható a növényekben 87Rb-izotóp is.

A növények radioaktív kontaminációjának jelentős, de esetenként teljes részét a stroncium és a cézium izotópjai teszik ki. Ezek közül a 90Sr és a 137Cs okoz tartós sugárszennyezettséget.

Általában a növényi szövetek radioaktivitásának csak kis hányadát képező 239Pu és egyes aktinidák jelenlététét is érdemes megemlíteni.

Az előzőekben említett radioaktív izotópokon kívül minden növény tartalmaz hidrogént, és így tríciumot is, amely a víztartalomtól függ.

A levélzeten keresztül történő kontamináció mértéke a hőmérséklettől és a levegő páratartalmától függ.

A stroncium esetében általában a talajból felvett 90Sr a döntő, de egyes esetekben a levélzeten felvett 90Sr elérheti aktivitásának 40%-át is.

A 137Cs esetében a levélzeten keresztül történő felvétel dominál.

A különböző növények 90Sr felvétele a növény fajtól függ és a következő sorrendben csökken: borsó, vöröshere, répa, burgonya, zab, búza, len.

A vizsgálatok szerint a kukorica kisebb mértékben akkumulálja 90Sr-t, mint a fűfélék.

A gabonafélék közül a legkevesebb 90Sr-t a rizs tartalmazza, ami diszkrimináló-ké-pesség különbségen kívül, az állandó vízborítással, és ezáltal a mélyebb talajrétegekbe történő lemosódással magyarázható. A gabonafélékkel kapcsolatos vizsgálatokból kitűnik, hogy a szalmában a radioaktív anyagok jobban feldúsulnak, mint a szemben, ennek következtében előbbiek aktivitása 3–4-szeres.

A különböző növények eltérő kontaminációs szintje az egyes növényfajok szelektív ionfelvevő képességével magyarázható.

A 137Cs esetében a talajból felvett rész jelentős része a gyökérzetben marad.

A növények kontaminációját az is befolyásolja, hogy milyen fenofázisban éri a növényt jelentős radioaktív szennyezés, ugyanis a fiatal növények szárazanyagra vonatkoztatott akkumulációja lényegesen nagyobb, mint az idősebbeké.

A radioaktív nuklidok felvétele mind a levélzeten, mind a gyökérzeten keresztül a vegetációs időszak végéig tart és érett állapotban éri el maximumát.

Néhány növényi eredetű élelmiszer átlagos radioaktivitási adatait közöljük a 7.7. táblázatban, Szabó S. (1985.) nyomán.

7-7. táblázat - Növényi eredetű élelmiszerek átlagos radioaktivitási adatai

Minta

Aktivitás, mBq/g szárazanyag

Fémionfrakció: össz-β %

össz-β

40K

fémionfrakció

Alma

266

229

26

10

Körte

259

226

19

7

Eper

625

514

48

8

Szőlő

448

437

4

1

Málna

348

289

11

3

Szürke tölcsérgomba

1528

1321

130

9

Uborka

78

70

4

5

Paprika

1003

895

81

8

Sárgarépa

607

411

26

4

Káposzta

818

792

19

2

Borsó

278

215

11

4


A mezőgazdasági termékek és a növényi eredetű élelmiszerek sugárszennyezettségének csökkentésére – dekontaminálására preventív és dekontamináló módszereket alkalmaznak.

A preventív módszerek körébe tartoznak azok az agrotechnikai ill. agrokémiai eljárások, amelyek a radioaktív izotópok talajból történő felvételét gátolják, ill. azok a módszerek, amelyek a növényi részek, a termények felületi porszennyezését megakadályozzák.

A dekontamináció abban az esetben, ha a növények sugárszennyezettségének jelentős része porszennyezésből származik jó hatásfokkal végezhető egyszerű vizes mosással. A zöldség-és főzeléknövények estében a hatásfok jelentős mértékben fokozható, ha a mosóvíz szerves savakat (citromsav, borkősav) is tartalmaz. A gabonafélék jól dekontaminálhatók mosással, ha a mosóvíz foszforsavat vagy polifoszfátokat tartalmaz.

A cézium könnyebben távolítható el, mint a stroncium. Közlések szerint a 137Cs szennyezés esetén 90–95%, a 85Sr szennyezés esetén csupán 60–75% a dekontamináció maximális hatásfoka.

A gyökérzet által felvett és a növények leveleiből kimosható szennyeződések eltávolíthatóságának mértéke növényenként változó, de az idősebb levelekből általában nehezebben moshatók ki, mint a fiatal levelekből.

A gabonák jellegzetes dekontaminációs eljárása a kiőrlés, ugyanis a radioaktív anyagok főleg a korpában halmozódnak fel, és így a liszt aktivitása a kiőrlési fok függvénye.

A mezőgazdasági termékek feldolgozása, ill. az élelmiszer-előállítás különböző technológiai folyamatai (mosás, aprítás, főzés stb.) jelentős mértékben csökkentik a szennyezettség szintjét.

A dohányfeldolgozás során ugyancsak csökken a radioaktivitás, ezért a dohánytermékekben lényegesen kisebb, mint a dohánylevelekben.

A növényi eredetű termények, takarmányok, élelmiszerek radioaktivitásának megítélésénél figyelembe kell venni a szennyező izotópok jellegét is, többek között ezek felezési idejét. Amennyiben a szennyezést többségében rövid felezési idejű radioaktív izotópok okozzák, akkor a dekontaminálás tárolással, tartósítással, tovább-feldolgo-zással megoldható, és így a kontamináció rövid idő (néhány hónap, esetleg hét) alatt a töredékére csökken.

7.2.5. Radioaktív izotópok az állati szervezetekben és testszövetekben

Az állati szervezetek radioaktív szennyezettségét, ill. a radioaktív izotópoknak a táplálékláncon keresztül az állati szervezetekbe, ill. testszövetekbe történő migrációját elsősorban a növényállományok szennyezettségének mértéke határozza meg.

A levegőből, ill. az ivóvízből az állati szervezetbe kerülő radioaktivitás a táplálékként elfogyasztott növényzet okozta kontamináció mellett elhanyagolható.

Tekintettel arra, hogy az állati szervezetek környezetükkel szoros kapcsolatban vannak nemcsak a környezet befolyásolja az állati szervezetek radioaktivitását, hanem ez ellenkező irányban is érvényesül. Ez az utóbbi kapcsolat lehet közvetlen (pl. az ürüléken keresztül távozó anyagok), és közvetett.

Az állatok testében inkorporálódó radioaktív izotópok ugyancsak természetes és mesterséges eredetűek lehetnek.

Az állati szervezeteket, ill. testszöveteket nemcsak az inkorporálódott radioaktív izotópok sugárzása éri, hanem a környezet radioaktivitásából eredő közvetlen sugárzás is amely a belső sugárzással nagyjából azonos nagyságrendű.

A természetes eredetű radioaktív izotópok közül az állatok szerveztében a 40K izotóp fordul elő a legnagyobb mennyiségben, ugyanis az állati szervezetek számára a kálium esszenciális makroelem és ezért valamennyi állati szervezetben viszonylag nagy koncentrációban fordul elő elsősorban az izomzatban és a belső szervekben. E mellett a káliumhoz hasonló, de nem esszenciális elem a rubídium, ill. ennek 87Rb izotópja is előfordul az állati szervezetekben.

Az állati szervezetekben az inkorporálódó és akkumulálódó (főleg a csontokban) 226Ra, a 210Pb ill. a 210Po lényeges tényező a sugárterhelés szempontjából. A különböző csontok 210Pb és 210Po aktivitásában nincs különbség, de az életkortól függően az aktivitás nő. Szemléltetésül a 7.8. táblázatban bemutatjuk a szarvasmarha csontozata, és összehasonlításul néhány takarmány aktivitását (Szabó S. 1985).

7-8. táblázat - Szarvasmarha csontozatának és néhány takarmány 210Pb- és 210Po-aktivitása

Életkor

Aktivitás, Bq/kg

210Pb

210Po

210Po:210Pb

felső állkapocs

hátcsigolya

felső állkapocs

hátcsigolya

felső állkapocs

hátcsigolya

//<// 1 év

2,7±0,3

2,3±0,1

2,8±0,4

2,7±1,1

1,0

1,2

3–7 év

17±2

11±2

10±3

8±2

0,6

0,7

//>// 8 év

18±1

13±2

10±1

8±2

0,6

0,6

Réti széna

22±2

11±3

0,5

Lóhere

32±1

14±1

0,4


Az eddigiekben említett radioaktív izotópok mellett említésre méltó a 14C izotóp is, mint a stabil 12C kísérője.

Az állati szervezetek radioaktív kontaminációjának jelentős részét a 90Sr és a 137Cs izotópok aktivitása okozza. A többi radioaktív izotóp, mint a 89Sr, a 140Ba, a 134Cs, a 129I, a 131I, a 239Pu koncentrációja, ill. aktivitása elhanyagolható. A stroncium viszonylag jelentős mennyiségben kerül a növényekből az állatok szervezetébe, de a cézium a stronciumnál lényegesen kisebb koncentrációban fordul elő.

A vonatkozó vizsgálati adatok szerint a tej radioaktivitása kicsi, az össz-β-aktivitás legnagyobb hányadát a 40K természetes izotóp képezi.

Az állati testszövetek és ebből következően az állati eredetű élelmiszerek radioaktivitása a takarmány szennyezettségi szintjén túl, az állatfajtól és az állat korától függ.

Az állatfajok közül a halak radioaktív szennyezettsége általában lényegesen nagyobb, mint, mint a szárazföldi állatfajok testszöveteinek kontaminációs szintje. A különböző halfajok jól diszkriminálnak a stronciummal szemben. A növényevő halak szöveteinek 90Sr – szennyezettsége lényegesen nagyobb, mint a kisebb halakkal táplálkozó halfajoké.

A növényi eredetű élelmiszerekkel való összehasonlításban megállapítható, hogy az állati szövetek (hús, tojás, belsőségek stb.) radiostroncium szennyezettsége kisebb, mint a növényi eredetű élelmiszereké.

A táplálékkal, ill. ivóvízzel felvett cézium, ill. 137Cs nagyon gyorsan felszívódik és a káliummal és nátriummal együtt az izomzatban akkumulálódik.

Az állati szervezetben akkumulálódó és a testszöveteket szennyező radioaktív izotópok mennyisége a takarmányozási körülményeken és az állat faján kívül döntően függ az állat korától is. Ez az eltérő korú állatok anyagcsere folyamatainak eltérő jellegéből adódik.

Az állati eredetű élelmiszerek sugárszennyezettségének csökkentésére, mivel az állati szervezetek radioaktivitása elsősorban a takarmány szennyezettségétől függ, preventív módszerként említhető lehetőség viszonylag kevéssé kontaminált takarmányok etetése. Egyébként amennyiben nukleáris baleset ezen nem változtat, a jelenlegi kontaminációs szint nem teszi szükségessé az állati szövetek és az állati eredetű élelmiszerek dekontaminálását. A kész terméke esetében megfelelő csomagolással előzhető meg az esetleges fall out-ból származó szennyezés. Ha hús felületére jutna radioaktív szennyezés, akkor a felületi réteg eltávolításával az megszüntethető.

A élelmiszer feldolgozás az állati eredetű élelmiszerek esetében is csökkenti a radioaktív szennyezettség mértékét

7.2.6. A radioaktív izotópok az épített környezetben (épületekben)

A lakosság a radontól és bomlástermékeitől származó sugárterhelés legnagyobb részét épületekben, lakásokban veszi fel.

Ennek oka, egyrészt, hogy az épületek belső terében a radon aktivitási szintje kb.

egy nagyságrenddel nagyobb (10–100 Bq/m3), mint a külső levegőé, másrészt hogy az emberek idejük nagyobb részét zárt épületekben töltik.

A lakásokban lévő radonnak több forrása is lehet. Ezek közül legfontosabb az, amely talajból az esetleges padló repedéseken, vagy nem megfelelően kialakított szigetelésen keresztül kerül be a lakásba. A transzport mechanizmusa lehet a diffúzió, de ennél gyakoribb az épületekben kialakuló nyomáscsökkenés (természetes vagy mesterséges) hatására kialakuló konvekciós áramlás dominanciája. A különböző típusú építőanyagok alkalmazása esetén jelentős lehet a falból kiáramló radon. A 7.9. táblázatban Koltay (1994) nyomán bemutatjuk Magyarországon 1985–87. években 122 lakásban végzett erre vonatkozó mérések eredményeit.

7-9. táblázat - Épületek 222Rn definitása

Építőanyag

Átlagos radon aktivitáskoncentráció [Bq·m–3]

[mSv · év–1]

összes ház

55,2

2,2

vályog

87,4

3,5

tégla

46,5

1,8

tégla – földszint

50,7

2,0

tégla – első emelet

29,3

1,2


Forrása lehet még a radonnak a víz, a földgáz, esetleg a külső levegő nagy radon tartalma esetén a szellőztetéssel bejutó radon gáz.

A lakáslevegő radon tartalmát az előzőekben említettek mellett, a szellőzés befolyásolja. A lakások zárt ajtók és ablakok mellett is rendelkeznek egy természetes szellőzési sebességgel. Ez a mennyiség azt mutatja meg, hogy időegységenként (óránként) hányszor cserélődik ki a lakás levegője. Permanens állapotot feltételezve a lakás levegőjének radon tartalma:

C= q λ+V , MathType@MTEF@5@5@+=feaafiart1ev1aqatCvAUfeBSjuyZL2yd9gzLbvyNv2CaerbuLwBLnhiov2DGi1BTfMBaeXatLxBI9gBaerbd9wDYLwzYbItLDharqqtubsr4rNCHbGeaGqik8vrps0lbbf9q8WrFfeuY=Hhbbf9v8qqaqFr0xc9pk0xbba9q8WqFfea0=yr0RYxir=Jbba9q8aq0=yq=He9q8qqQ8frFve9Fve9Ff0dmeaabaqaciGacaGaaeqabaWaaeaaeaaakeaacaWGdbGaeyypa0ZaaSaaaeaacaWGXbaabaGaeq4UdWMaey4kaSIaamOvaaaacaGGSaaaaa@3D1D@

ahol:

q – a lakás egységnyi térfogatára vonatkoztatott forráserősség, (Bq·m–3s–1),

λ– a radon bomlási állandója,

V – a szellőztetési sebesség (értéke 0,1–1,5 h–1 közé esik).

Zárt ajtók és ablakok esetén az előzőeken kívül az időjárási paraméterek befolyásolják a lakáslevegő radon tartalmát.

A radon nemesgáz fizikai felezési ideje 3,8 nap. Bomlása során (alfa sugárzás) rövid felezési idejű alfa sugárzó radioizotópok keletkeznek, mint 218Po és a 214Po. Belélegezve a tovább bomló radon tartós expoziciót követően súlyos egészségkárosodást (tüdőrák) okoz, az által, hogy a tüdő hörgőhám sejtjeit alfa-sugárterhelés éri.

A zárt helységekben az esetleges radon koncentráció gyakori szellőztetéssel csökkenthető.