pełny tekst - Zeszyty Naukowe Wyższej Szkoły Oficerskiej Wojsk

Transkrypt

ZESZYTY NAUKOWE WSOWL
Nr 2 (148) 2008
ISSN 1731-8157
Paweł MACIEJEWSKI
Waldemar ROBAK
ZAGROŻENIA RADIOLOGICZNE W POLSCE
Wstęp
Sytuacja radiologiczna na terytorium Polski monitorowana jest w sposób ciągły
z wykorzystaniem sieci stacji pomiarowych, tworzących system wczesnego wykrywania skażeń promieniotwórczych, na który składają się:
 podstawowe placówki pomiarowe prowadzące pomiary skażeń promieniotwórczych materiałów środowiskowych i żywności,
 placówki specjalistyczne jednostek badawczo-rozwojowych, wyższych uczelni oraz innych instytucji.
Od tego momentu obiekty wykorzystujące technologie jądrowe stały się przedmiotem zainteresowania publicznego, podobnie jak problematyka związana z ochroną
radiologiczną. Pomimo tego przewartościowania, świadomość ludzka w zakresie narażenia na promieniowanie jonizujące jest niska i najczęściej kojarzy się z promieniotwórczością od sztucznych źródeł, tj. technologią jądrową, a szczególnie z elektrowniami jądrowymi, co jest permanentnie stymulowane i wykorzystane przez organizacje
„zielonych”. W obliczu wiedzy naukowej jest to nadużycie, ponieważ promieniowanie
jonizujące od źródeł naturalnych towarzyszy człowiekowi od chwili jego powstania
i stanowi zasadnicze źródło dawki skutecznej dla człowieka, nawet teraz, po katastrofie
czarnobylskiej i ok. 2000 prób z bronią jądrową (rys. 1).
-
-
Aktualne rozwiązania w Polsce w zakresie systemu monitoringu sytuacji skażeń
promieniotwórczych, który jest elementem krajowego systemu wykrywania skażeń
i alarmowania, jest konsekwencją tragedii czarnobylskiej, która uświadomiła decydentom nowe źródła zagrożeń ludzkości. Ówczesne zimnowojenne obawy przed uderzeniem bronią jądrową zeszły na drugi plan w obliczu skutków katastrofy elektrowni jądrowej, której bezpośrednią przyczyną były wieloletnie zaniedbania i skrajna nieodpowiedzialność nadzorujących budowę i eksploatację elektrowni.
-
-
-

mjr dr inż. Paweł MACIEJEWSKI, mjr mgr inż. Waldemar ROBAK – Wyższa Szkoła Oficerska
Wojsk Lądowych
Paweł MACIEJEWSKI, Waldemar ROBAK
Promieniotwórczość w otoczeniu człowieka jest zjawiskiem powszechnym
i składają się na nią naturalne oraz sztuczne źródła promieniowania. Zgodnie z raportem
Państwowej Agencji Atomistyki [1] wartości mocy dawki gamma w powietrzu w 2006
roku, uwzględniające promieniowanie kosmiczne oraz ziemskie (pochodzące od promieniotwórczych nuklidów zawartych w glebie) wskazują, że średnie dobowe wartości
wahały się w granicach od 45 do 167 nGy/h, przy średniej rocznej wynoszącej
89 nGy/h.
Celem artykułu jest zaprezentowanie czytelnikowi aktualnej sytuacji radiologicznej w Polsce w oparciu o systematyczne wyniki pomiarów z systemu monitoringu
sytuacji skażeń promieniotwórczych, ze szczególnym uwzględnieniem najistotniejszych
zagrożeń dla mieszkańców naszego kraju.
Inne: opad promieniotwórczy od
testów z bronią
jądrową, narażenie
zawodowe, przedmioty codziennego
użytku
Rys. 1. Udział procentowy w dawce skutecznej otrzymanej przez statystycznego mieszkańca
Polski w 2006 od źródeł naturalnych i sztucznych
Źródło: Opracowanie własne na podstawie [1]
W otoczeniu człowieka znajdują się dwa źródła promieniowania jonizującego:
naturalne i sztuczne. Naturalna promieniotwórczość związana jest z obecnością substancji, które samoczynnie ulegają przemianom jądrowym. Wyróżniamy następujące
trzy szeregi promieniotwórcze: uranowo-radowy (238U → 206Pb), uranowo-aktynowy
(235U → 207Pb) i torowy (232Th → 208Pb). Wbrew powszechnie panującej opinii, to właśnie naturalna promieniotwórczość stanowi zasadnicze źródło dawki skutecznej dla
człowieka (rys. 1). Na szczególną uwagę zasługuje radon, który jest przyczyną ponad
40 % dawki skutecznej [1]. Co interesujące, radon (Rn-222) to gaz występujący w powietrzu atmosferycznym, który ulega rozpadowi alfa m.in. w naszych płucach i organizmie z czasem połowicznego rozpadu wynoszącym 3,8 dnia. Gaz ten zagraża nam
-
-
-
-
Naturalne i sztuczne źródła promieniowania jonizującego
-
42
ZAGROŻENIA RADIOLOGICZNE W ŚRODOWISKU CZŁOWIEKA
w naszych własnych domach, gdzie występuje w największym stężeniu, szczególnie
w nowoczesnych „hermetycznych” mieszkaniach. Jest on ściśle związany z budową
geologiczną litosfery i dyfunduje ze skał magmowych, poprzez beton do naszych domów. Podobna sytuacja dotyczy gazu ziemnego, który spalamy w palnikach, czy wody
ze studni (ujęć głębinowych) np. podczas kąpieli pod prysznicem. Zgodnie z obowiązującą ustawą Prawo Atomowe deweloperzy sprzedający mieszkania (domy) zobowiązani
są przedstawić kupującemu test radonowy, jednak w praktyce nie jest to realizowane.
Na uwagę zasługuje również naturalne uwalnianie izotopu ołowiu z szeregów promieniotwórczych: uranowego - Pb-210 i Pb-214, aktynowego - Pb-211 i torowego - Pb-212
[2]. Szczególnie ważne z punktu widzenia ochrony radiologicznej jest występowanie
w środowisku naturalnego ołowiu-210, który był źródłem 98,4 % dawki sumarycznej
szacowanej na poziomie 11,28 Sv dla statystycznego Polaka w 1997 r. [3]. Globalna
ilość ołowiu w środowisku wzrasta i składa się na nią ołów w formie „pierwotnej”, który wchodzi w skład minerałów i skał od chwili ich powstania oraz „wtórnej” - zwanej
również radiogeniczną.
Oceniając sztuczne źródła promieniowania należy wspomnieć o izotopach, które
powstają w wyniku działalności człowieka i wprowadzane są do środowiska. Do ich
źródeł zaliczamy:
– detonację ładunków rozszczepialnych - ponad 2000 prób od 1945 r. o łącznej mocy około 550 Mt i następującym uwolnieniu do atmosfery radioizotopów: 910 PBq - Cs-137, 600 PBq - Sr-90 oraz 240 000 PBq - H-3, z czego
średni opad w Polsce na 1 m2 wyniósł: 4,8 kBq - Cs-137; 3,0 kBq - Sr-90
i 90 Bq od długożyciowych  emiterów. Do lat 60 ub.w. były to przeważnie
wybuchy powietrzne, później przeprowadzano głównie wybuchy podziemne,
w których uwolnienie radioaktywnych substancji ograniczało się do krótkożyciowych izotopów kryptonu i ksenonu [4];
– awarie elektrowni jądrowych - znanych jest kilka awarii obiektów jądrowych, z czego do rangi katastrofy urosła awaria w Czarnobylu w 1986 roku,
po której sytuacja radiologiczna w Europie uległa zasadniczym zmianom. Do
katastrofy w 1986 r. stężenie Cs-137 w powietrzu było poniżej poziomu detekcji, Cs-134 był na poziomie 2 Bq/m3. Po awarii nastąpił silny wzrost aktywności omawianych izotopów, tj. Cs-137 - 56800 Bq/m3 oraz Cs-134 27500 Bq/m3. Od tego momentu obserwuje się wykładniczy spadek stężeń
tych izotopów. W IV kwartale 2003 r. aktywność właściwa izotopów cezu
była na poziomie sprzed katastrofy, tj. Cs-137 1,4 Bq/m3, natomiast Cs-134
- poniżej poziomu detekcji [5];
– spalanie paliw stałych - w wyniku czego dochodzi do kumulacji naturalnych
izotopów promieniotwórczych, tj. K-40, Ra-224, Ra-226, Ra-228, Th-230,
-
-
-
-
– energetykę jądrową - obecnie czynnych jest prawie 500 elektrowni jądrowych o łącznej mocy bliskiej 30 GW, które w czasie normalnej eksploatacji
uwalniają krótkożyciowe izotopy Kr-85 i Xe-133 oraz produkują odpady
promieniotwórcze, które są przekazywane do składowisk. Znane są jednak
celowe uwolnienia wypalonego paliwa jądrowego do akwenów. Wypalone
paliwo jądrowe zawiera różnorodne radioizotopy, a najważniejsze z nich zestawiono w tab. 1;
-
43
Th-231, Th-234, które generują m.in. radioizotopy ołowiu, tj. Pb-210, Pb211, Pb-212, Pb-214. Ostatnio prowadzone pomiary skażeń od naturalnych
izotopów promieniotwórczych w popiołach lotnych z Elektrowni Turów
w Bogatyni wykazały, że zgodnie z obowiązującymi w Polsce normami nie
można ich wykorzystać nawet do niwelacji terenowych. Zmierzone aktywności wynoszą (wartości średnie z 4 bloków energetycznych): K-40 - 414
Bq/kg, Ra-226 - 228 Bq/kg, Th-228 - 102 Bq/kg [6].
Tabela 1. Zestawienie aktywności wybranych radionuklidów 1 dzień po zatrzymaniu reaktora,
który pracował 2 lata [4]
Czas połowicznego
Aktywność w paliwie
zaniku
(GBq/t)
Sr-89
51 dni
888
Sr-90
28,8 lat
66,6
Cs-134
2,1 lat
24,8
Cs-136
13 dni
1702
Cs-137
30,1 lat
88,8
Ba-140
13 dni
1702
Radionuklid
Źródło: Opracowanie własne
Zgodnie z obowiązującym prawodawstwem, odpady promieniotwórcze są przechowywane na składowisku i ich wpływ na ludność jest znikomy. W Polsce, na podstawie ustawy Prawo Atomowe i przepisów wykonawczych do tej ustawy, odpady promieniotwórcze powstające we wszystkich dziedzinach nauki i techniki są przekazywane
do Zakładu Doświadczalnego Unieszkodliwiania Odpadów Promieniotwórczych Instytutu Energii Atomowej w Świerku, a następnie - po przygotowaniu do składowania - do
Krajowego Składowiska Odpadów Promieniotwórczych w Różanie [7]. W Polsce od lat
60 XX w. w wyniku działalności związanej z wytwarzaniem, obrotem i składowaniem
źródeł promieniowania jonizującego, na tym składowisku na dzień 01.01.2004 r. zgromadzono ok. 3330 m3 odpadów o sumarycznej aktywności 34 TBq i składzie izotopowym przedstawionym na rys. 2 [8].
-
-
-
-
Technologia nuklearna jest głównym i największym wytwórcą stałych, ciekłych
i gazowych odpadów radioaktywnych, za które uważa się substancje i materiały promieniotwórcze nieprzydatne do dalszego wykorzystania. Największe zagrożenie dla
środowiska stanowią ciekłe odpady promieniotwórcze, powstające głównie w ośrodkach nuklearnych przy produkcji paliwa jądrowego oraz podczas eksploatacji reaktorów
jądrowych. W znacznie mniejszym stopniu powstają one w związku ze stosowaniem
radioizotopów w medycynie (np. radioterapia i radiodiagnostyka) i badaniach naukowych. Jednak w związku ze stosowaniem diagnostyki rentgenowskiej czy radioizotopów wprowadzanych bezpośrednio do organizmu człowieka, medyczne zastosowania
stanowią zasadniczy udział w dawce skutecznej od sztucznych źródeł.
-
44
Rys. 2. Skład procentowy radionuklidów zgromadzonych w Krajowym Składowisku Odpadów
Promieniotwórczych w Różanie
Segregowanie odpadów promieniotwórczych polega na usystematyzowanym
gromadzeniu, w odpowiednich pojemnikach, ścieków o ustalonych parametrach,
tj. składzie chemicznym i izotopowym, aktywności oraz zawartości zanieczyszczeń
mechanicznych. Następnie radioaktywne roztwory poddawane są sedymentacji i separacji nierozpuszczalnych w wodzie związków organicznych oraz regulacji pH, po czym
następuje zasadniczy proces, jakim jest kolektywne i/lub selektywne wydzielenie radioizotopów oraz wzbogacenie w radioaktywne składniki roztworów. W praktyce stosuje
się kilka metod, a wybór metody determinowany jest głównie składem chemicznym
i izotopowym ścieków oraz względami techniczno-ekonomicznymi. Zasolone ścieki
o dużej ilości zawiesin mogą w wyniku krystalizacji lub sedymentacji zakłócić pracę
instalacji, powodując zatykanie niektórych jej elementów, tj. modułów filtracyjnych,
elementów armatury i aparatury kontrolno-pomiarowej. Najczęściej stosuje się wielostopniową ekstrakcję rozpuszczalnikową, transport przez membrany stałe (ultra-, nano-,
hiperfiltracja i odwrócona osmoza) oraz metodę odparowania termicznego w instalacji
-
-
-
-
Wiodące ośrodki nuklearne państw posiadających rozwiniętą energetykę jądrową i/lub technikę jądrową stosują różne metody i technologie unieszkodliwiania odpadów promieniotwórczych. Ogólna metodologia postępowania z ciekłymi odpadami
promieniotwórczymi polega na:
 segregowaniu - zgodnie z zaleceniami MAEA,
 okresowym magazynowaniu - w specjalnych zbiornikach celem obniżenia ich
aktywności promieniotwórczej (tzw. „schładzanie” następujące w wyniku
rozpadu izotopów krótkożyciowych) i sedymentacji wytrąconych związków
chemicznych,
 rozwarstwieniu - niemieszających się z wodą frakcji organicznych,
 przygotowaniu do zestalenia - polegającym na oddzieleniu wody lub wydzieleniu izotopów z roztworu ściekowego (w zależności od stosowanej technologii),
 zestaleniu i opakowaniu zestalonej masy w hermetycznym pojemniku w formie dogodnej do dalszego przechowywania,
 przekazaniu na składowisko.
-
45
wyparnej [9-11]. Dość często stosowaną metodą jest również sorpcja na materiałach
jonowymiennych, np. żywicach, piankach, silikażelach i podłożach mineralnych [1214]. Zastosowanie ww. procesów umożliwia wydzielenie 99 % radioizotopów i otrzymanie czystej radiacyjnie wody.
Kolektywnie i/lub selektywnie wydzielone radioizotopy są następnie przygotowywane do długotrwałego przechowywania. Odbywa się to poprzez unieruchomienie
stężonych radioizotopów w betonie, asfalcie lub szkle oraz petryfikację w żywicach
epoksydowych, poliestrowych lub mocznikowo-formaldehydowych. Tak przygotowane
odpady są zamykane w ocynkowanych, stalowych bębnach i transportowane na składowisko odpadów promieniotwórczych [15]. Stosowane na całym świecie technologie
utylizacji ciekłych odpadów promieniotwórczych są ciągle udoskonalane w związku
z rosnącymi wymaganiami w zakresie ochrony środowiska. Wynika to bezpośrednio
z konieczności dostosowania się do coraz wyższych wymagań dotyczących jakości
przetworzonych odpadów, przeznaczonych do okresowego bądź ostatecznego składowania.
W związku z coraz powszechniejszym stosowaniem radioizotopów konieczna
jest ich utylizacja. W Polsce klasyfikacja odpadów promieniotwórczych odbywa się
zgodnie z Rozporządzeniem Rady Ministrów z 2002 r. w sprawie odpadów promieniotwórczych i wypalonego paliwa jądrowego [16]. W tab. 2 przedstawiono podstawy klasyfikacji radioaktywnych roztworów zawierających wybrane radionuklidy.
W wyniku katastrofy czarnobylskiej do atmosfery przedostało się kilkadziesiąt
izotopów promieniotwórczych o łącznej aktywności przekraczającej 1019 Bq, co stanowiło tylko 4 % aktywności reaktora. W czasie pożaru reaktora wybuch oraz prądy termiczne unosiły skażenia na początkową wysokość 2 km, skąd rozchodziły się zgodnie
z kierunkiem wiatru. Szczególnie charakterystyczną formą uwolnionych radionuklidów
były nuklidy związane z cząstkami paliwa jądrowego, tzw. „gorące cząstki” oraz aerozole [17]. Większe cząstki (o średnicy rzędu dziesiątek mikrometrów) uwolnione w czasie eksplozji zostały zdeponowane wokół reaktora w promieniu 60 km, natomiast małe
cząstki (kilka mikrometrów) unosiły się tygodniami w powietrzu i opadały w znacznej
odległości od epicentrum awarii [18]. W tym okresie wielkość skażeń na obszarze Polski, w związku z korzystną sytuacją meteorologiczną, była niewielka, jednak miejscowo
stwierdzono wysokie skażenia - co bezpośrednio wynikało z lokalnych opadów atmosferycznych. Najwyższe skażenia odnotowano na Śląsku Opolskim, Cieszyńskim i w Sudetach, a zmierzona aktywność dla Cs-137 (50 kBq/m2) przekraczała kilkadziesiąt razy
wartości średnie dla Polski. Natomiast na terenach północno – wschodnich kraju, rejon
Augustowa i Suwałk, stwierdzono najwyższy opad długożyciowego Sr-90 (3 kBq/m2),
któremu towarzyszył opad  promieniotwórczych izotopów plutonu. Zmierzona łączna
aktywność nuklidów  promieniotwórczych wyniosła 30 Bq/m2, co stanowi 50 % opadu
po testach z bronią jądrową. W roku 1988 „biologiczna dostępność” Cs-137 była niższa
na obszarach z wysoką depozycją gorących cząstek (nierozpuszczalnych w wodzie), niż
na terenach o znacznie mniejszym stopniu skażenia Cs-137, gdzie dominowały inne,
bardziej dostępne biologicznie formy cezu [19], których ilość często wzrastała z odległością od epicentrum awarii [20].
-
-
-
-
Sytuacja radiologiczna w kraju po katastrofie czarnobylskiej
-
46
Tabela 2. Kategorie odpadów promieniotwórczych wybranych izotopów [16]
Sr-85
Sr-85m
Sr-87m
Sr-89
Sr-90
Sr-91
Sr-92
Cs-129
Cs-131
Cs-132
Cs-134m
Cs-134
Cs-135
Cs-136
Cs-137
Cs-138
Ba-131
Ba- 140
Pb-203
Pb-210
Pb-212
106
107
106
106
104
105
106
105
106
105
105
104
107
105
104
104
106
105
106
104
105
102
102
102
103
102
10
10
102
103
10
103
10
104
10
10
10
102
10
102
10
10
Kategoria odpadów
niskoaktywne
średnioaktywne
wysokoaktywne
jeżeli stężenie promieniotwórcze izotopu w tych odpadach przekracza
podaną obok normę  107 razy
Stężenie promieniotwórcze
(kBq/kg)
podaną obok normę 104 jednak  107 razy
Aktywność
(Bq)
podaną obok normę  104 razy
Izotop promieniotwórczy
Systematyczne badania sytuacji radiologicznej po awarii czarnobylskiej w zakresie migracji Cs-137 w glebie i szacie roślinnej na obszarze północno-wschodniej Polski
przeprowadziła Niesiobędzka [21]. Ustalono, że izotopy promieniotwórcze obecne
w atmosferze opadają na powierzchnię ziemi w wyniku suchej i mokrej depozycji, których wielkość zależy od wielu czynników, m.in. ukształtowania i rzeźby terenu, wielkości i rodzaju biomasy, rodzaju gleby, prędkości wiatru i opadu atmosferycznego. W wyniku suchej depozycji następuje sedymentacja radionuklidów na powierzchnię ziemi
w postaci pary, aerozoli lub cząstek stałych. Cząstki o średnicy poniżej 45 m są pobierane bezpośrednio z powietrza przez roślinność, a skuteczność tej filtracji zależy od fizykochemicznej natury oddziaływujących cząstek oraz panujących warunków meteorologicznych [22]. Większe cząstki opadają na powierzchnię gleby [23]. Mokra depozycja
następuje w wyniku wypłukiwania izotopów promieniotwórczych z radioaktywnych
cząstek przez krople deszczu, mgłę i śnieg. W miarę upływu czasu, w wyniku oddziaływań między radionuklidami a glebą zachodzą procesy transformacyjne, zmieniające
oryginalne formy chemiczne zdeponowanych radionuklidów, w inne bardziej lub mniej
dostępne biologicznie, co wynika głównie z właściwości gleby [24]. W środowisku
leśnym Cs-137 wolno migruje w głąb gleby, ponieważ jest kumulowany w ściółce
leśnej (mchach i porostach - głównym pożywieniu dzikich zwierząt). Największą szybkość
-
-
-
-
-
47
wnikania radioizotopów w głąb gleby obserwowano w pierwszych miesiącach po
awarii, co było związane z migracją małych, radioaktywnych cząstek. Obecnie
ponad 90 % radioaktywności od radioizotopów cezu występuje w powierzchniowej,
kilkucentymetrowej warstwie gleby [25].
Po katastrofie czarnobylskiej Centralne Laboratorium Ochrony Radiologicznej
(CLOR) w Warszawie kontrolowało poziom skażeń izotopami Cs-137 i Cs-134 w produktach leśnych eksportowanych z Polski. Przebadano ok. 3000 próbek mięsa dzikich
zwierząt, a wartości średnie skażeń dla różnych gatunków zwierząt były podobne i wynosiły ok. 230 Bq/kg. Jednak w pojedynczych przypadkach, w mięsie dzików z rejonu
Opola i Częstochowy, stwierdzono ponad czterdziestokrotne przekroczenie ówczesnej
średniej skażeń. Od 1988 w Instytucie Fizyki Jądrowej (IFJ) w Krakowie prowadzi się
badania skażeń ściółek leśnych na terenie całej Polski. Ze szczególną uwagą badano
grzyby, które mają zdolność pobierania ze środowiska i koncentrowania radioizotopów
cezu. Geografia skażeń okazała się podobna do stwierdzonej przez CLOR. Najwyższą
aktywność masową, tj. 158 kBq dla Cs-137 i 16 kBq dla Cs-134 – stwierdzono w kilogramie suszu podgrzybków pobranych w 1991 r. w okolicach Opola. Szczegółowe mapy
radiologiczne po awarii czarnobylskiej zostały opracowane przez Międzynarodową
Agencję Energii Atomowej oraz dla Polski - przez Strzeleckiego i wsp. [26].
Zagadnienia dotyczące izotopów Cs-134 i Cs-137 są bardzo ważne z punktu
widzenia ochrony radiologicznej, ponieważ izotopy te ze względu na swoje właściwości
oraz rozpowszechnienie w środowisku, mają i będą mieć w przyszłości znaczny udział
w dawce pochłoniętej przez ludność.
Okresy półrozpadu dla Cs-137 wynoszą [27]:
 fizyczny 30,2 lat,
 biologiczny u ludzi 110-140 dni, u bydła 40 dni,
 efektywny u ludzi średnio 123,5 dni, u bydła 39,8 dni.
Opad promieniotwórczy z czasem przedostaje się do wód gruntowych i ujęć
wody pitnej, co stanowi zagrożenie radiologiczne dla człowieka. W 1999 r. Chudy [28]
prowadził badania skażeń promieniotwórczych wody z poznańskich ujęć infiltracyjnych zasilanych z Warty, gdzie woda rzeczna pompowana była do stawów infiltracyjnych, filtrowana w warstwie piaszczystej i dalej przesyłana do studni zbiorczej i stacji
filtrów. W analizowanej wodzie rzecznej występowały radionuklidy pochodzenia geologicznego, tj. K-40, radionuklidy z szeregu uranowo - radowego i uranowo - aktyno-
-
-
-
-
Analizując sytuacje radiologiczną powstałą po emisji do środowiska radionuklidów pochodzenia sztucznego, tj. w wyniku testów z bronią jądrową i awarii czarnobylskiej, można sformułować następujące wnioski. Dawka skuteczna dla przeciętnego
mieszkańca półkuli północnej otrzymana w ciągu całego życia (70 lat), w wyniku opadu po testach z bronią jądrową, wynosi 4,5 mSv, co stanowi tylko 3 % dawki, jaką
otrzyma on w tym czasie od tła naturalnego. Natomiast w wyniku katastrofy czarnobylskiej statystyczny Polak otrzymał w pierwszym roku po katastrofie dawkę skuteczną 0,2 mSv, a w czasie całego życia otrzyma od 0,9 do 2,5 mSv. Dla dzieci wartości te są wyższe o 50 %. Powyższe wielkości nie obejmują ludzi znajdujących się na
terenach najsilniej skażonych, a skutki pochłonięcia nawet najmniejszych dawek mają
charakter stochastyczny i są trudne do oceny.
-
48
wego oraz Cs-137, pochodzący z czarnobylskiego opadu radioaktywnego (tab. 3). Radionuklidy 234Th, 226Ra i 210Pb reprezentują szereg promieniotwórczy uranu-238,
w którym obserwuje się brak równowagi promieniotwórczej. Aktywność toru i radu
była prawie siedmiokrotnie niższa od aktywności ołowiu-210, co wskazuje na migracyjne własności radonu-222, który poprzedza w szeregu ołów, a jako gaz dobrze rozpuszczalny w wodzie może tworzyć wysokie stężenia z dala od macierzystego radu226 [29].
Tabela 3. Analiza radiacyjna systemu poboru wody pitnej w Bq/l (Bq/kg)
Próbka - miejsce poboru
K-40
Th-234
Ra-226
Pb-210
Ac-228
Cs-137
0,2085
<0,0020
0,0034
0,0141
<0,0020
0,0042
2. Osady denne – staw infiltracyjny 2)
175,16
-
6,73
-
0,0
25,66
3. Złoże piaskowe – czysty piasek 2)
109,3
-
61
-
32
7
4. Złoże piaskowe – eksploatowane 24 lata 2)
3684
-
343
-
911
374
5.Woda wodociągowa 1)
0,166
<0,002
0,0014
0,00785
0,0021
<0,0025
1. Woda rzeczna - Warta
1)
2)
1)
Zakład Skażeń Radiologicznych CLOR w Warszawie,1999
Oddział Ochrony Radiologicznej WSSE - Poznań, 1999
Analiza osadów dennych poznańskich stawów infiltracyjnych, powstałych podczas ich półrocznej eksploatacji, wykazuje wysoki wzrost aktywności K-40, Ra-226
i Cs-137 (tab. 3). W dalszej kolejności oczyszczana woda filtrowana była przez złoże
piaskowe, eksploatowane przez 24 lata, jednakże piasek ten podlegał ciągłemu płukaniu
i uzupełnianiu. Stwierdzono wysoką aktywność beta w piasku filtracyjnym, głównie od
K-40 (ok. 3700 Bq/kg) i Cs-137 (ok. 370 Bq/kg). Natomiast zmierzone aktywności właściwe radu-226 (343 Bq/kg) i toru-228 (ok. 750 Bq/kg), w omawianym złożu filtracyjnym, były wyższe niż w popiołach paleniskowych elektrociepłowni węglowej, a w
przypadku toru trzykrotnie przekraczały dopuszczalną normę dla odpadów przemysłowych używanych do niwelacji terenowych.
-
-
-
-
Aktywność właściwa Ra-226 w Warcie (3,4 mBq/l) przekraczała trzykrotnie
przeciętną zawartość tego izotopu w rzekach Polski. Prawdopodobnie podwyższone
stężenie Ra-226 w Warcie związane było ze zmywaniem z obszarów rolniczych nawozów fosforowych, wytwarzanych z fosforytów zawierających radionuklidy szeregu
uranowo-radowego (ponad 400 Bq/kg) oraz torowego (50 Bq/kg) i K-40 (19 Bq/kg).
Obok radionuklidów pochodzenia geologicznego, tzw. naturalnych, w Warcie w 1998r.
stwierdzono również skażenia ze źródeł sztucznych, tj. od Cs-137 na poziomie średniej
krajowej - 4 mBq/l [30]. Podobne badania prowadzone w dorzeczu Odry, w latach od
1994 do 1998 r. wykazały, że średnia aktywność Cs-137 obniżyła się z 9,6 do
4,8 mBq/l. Obserwowana tendencja spadku aktywności Cs-137 świadczy o zmywaniu
tego izotopu z powierzchni zlewni, co potwierdzają sezonowe wzrosty aktywności od
tego nuklidu w wodzie rzecznej w czasie roztopów wiosennych i jesiennych opadów
[31].
-
49
Rutynowe badania jakości wody z miejskiej sieci wodociągowej obejmują jedynie oznaczenie globalnej aktywności beta, która w wodzie pitej, z omawianego poznańskiego ujęcia, wyniosła 0,4 Bq/l. Porównując wodę w Warcie i wodę wodociągową,
widoczny jest spadek aktywności: K-40, Ra-226 i Pb-210 odpowiednio o 30, 60 i 45 %.
Szczególnym radionuklidem pochodzenia naturalnego jest rozpuszczony w wodzie Rn222.
Światowa Organizacja Zdrowia [32] podaje kryteria radiologicznej oceny jakości wody, która może być uznana za pitną, jeśli globalna aktywność alfa  0,1 Bq/l oraz
globalna aktywność beta  1 Bq/l. Jeśli powyższy warunek nie jest spełniony, to oblicza
się równoważną dawkę promieniowania od radionuklidów w wodzie. Globalna aktywność beta wody pitnej w Poznaniu wynosiła 0,3 Bq/l i spełniała ww. normę. W Polsce
nie określa się globalnej aktywności alfa dla wody pitnej, w związku z tym należy określić równoważną dawkę promieniowania. Dopuszczalna dawka równoważna (wg [32] 0,1 mSv/rok) spełniona była w odniesieniu do osób dorosłych (75,7 Sv/rok), przekroczona - w odniesieniu do dzieci (282 Sv/rok).
Z przeprowadzonych badań wynika, że problem skażenia radioaktywnego wody
z poznańskich ujęć był istotny, a najwyższy udział w obliczonej dawce miały nuklidy
pochodzenia geologicznego, z 50 % udziałem Ra-222. Radioizotopy pochodzenia geologicznego, określane często jako naturalne, ze względu na swoje pochodzenie, m.in.
z rolniczych nawozów mineralnych, winny być zaliczane do skażeń antropogenicznych.
Mało znaną alternatywą nawozów fosforowych jest mączka bazaltowa, bogata w składniki mineralne o przeciętnej aktywności radu Ra-226 – 10 Bq/kg, co stanowi zaledwie
2% aktywności radu w fosforytach [33]. Należy podkreślić potencjalne zagrożenie skażenia ujęć wody ze źródeł sztucznych, czego dowodem jest obecność w wodzie radioaktywnego cezu. W okresie skażenia czarnobylskiego analizy wody wodociągowej wykazały bowiem aktywność beta na poziomie 100 Bq/l [34].
W Polsce na wypadek awarii radiologicznych obowiązuje Rozporządzenie Rady
Ministrów z 2002 r. w sprawie wartości poziomów interwencyjnych (na podstawie
Dz. U. z 2001 r. Nr 3 poz. 18, z późn. zm.). Zgodnie z tym rozporządzeniem dopuszczalny poziom zawartości substancji promieniotwórczych w żywności i wodzie pitnej,
w wyniku awarii radiologicznej, nie może przekraczać od radioizotopów strontu:
 75 Bq/kg - w środkach spożywczych przeznaczonych do karmienia niemowląt,
 125 Bq/kg - w wodzie pitnej i innych napojach.
Natomiast dla długożyciowych izotopów Cs-134, Cs-137 i Ba-133 normy te wynoszą odpowiednio 400 i 1000 Bq/kg.
-
Aktualna sytuacja radiologiczna w Polsce
Analizując coroczny raport Państwowej Agencji Atomistyki [1], można uzyskać
aktualną informacje nt. skażeń od naturalnych i sztucznych źródeł w środowisku człowieka, tj. w glebie, wodzie, powietrzu oraz podstawowych produktach żywnościowych.
Radioaktywność gleby wyznaczana jest na podstawie pomiarów zawartości poszczególnych izotopów promieniotwórczych w próbkach niekultywowanej gleby, po-
-
-
-
Gleba
-
50
bieranych z warstwy o grubości do 10 cm. W roku 2004 pobrano próbki gleby z 264
stałych punktów kontrolnych na terenie Polski, a ich pomiary zakończono na początku
2006 roku. Stężenie promieniotwórcze Cs-137 w glebie w 2004 r przedstawiono na rys.
3. Wyniki tych pomiarów wskazują, że stężenia izotopu Cs-137 w poszczególnych
próbkach gleby zawierały się w granicach od 0,11 do 23,68 kBq/m2 (średnio 2,54
kBq/m2). Najwyższe poziomy, obserwowane w rejonach wrocławskim i katowickim,
spowodowane są lokalnymi opadami deszczu na tych terenach w czasie awarii czarnobylskiej. Średnie stężenia izotopów naturalnych radu (Ra-226), aktynu (Ac-228) oraz
potasu (K-40) w Polsce w 2004 r. wynosiły odpowiednio 25,0; 23,4 oraz 408 Bq/kg.
[kBq/m2]. Analizując powyższe dane, można stwierdzić, że zawartość izotopu Cs-137 w
glebie pochodzi głównie z okresu awarii czarnobylskiej i ulega powolnemu spadkowi
wynikającemu przede wszystkim z okresu połowicznego rozpadu tego izotopu, przy
śladowej zawartości izotopu Cs-134. Ponadto średnia zawartość izotopu Cs-137 jest
kilkadziesiąt razy niższa od średniej zawartości naturalnego izotopu K-40.
Rys. 3. Średnie stężenia radionuklidu Cs-137 w glebie w różnych rejonach Polski w 2004 roku
Radioaktywność wód i osadów dennych określano w różnych ośrodkach na podstawie oznaczeń wybranych sztucznych radionuklidów w próbach pobieranych ze stałych miejsc kontrolnych, tj. cezu-137oraz strontu-90, zgodnie z rekomendacją UE. Wyniki pomiarów na rys 4. i w porównaniu z wynikami z lat poprzednich wskazują, że
stężenia te utrzymują się na podobnym poziomie, a ponadto stężenia strontu są na poziomie obserwowanym w innych krajach europejskich.
-
-
-
-
Wody otwarte
-
51
Radioaktywność wód przybrzeżnych południowej strefy Bałtyku w 2006 roku
kontrolowana była przez pomiary zawartości izotopu Cs-137, Ra-226 oraz izotopu K-40
w próbkach wody. Średnie stężenia izotopów tych pierwiastków utrzymują się na poziomie ok. 45,9 Bq/m3 dla cezu, 3,4 Bq/m3 dla radu, 2435 Bq/m3 dla potasu i nie odbiegają od wyników z lat poprzednich.
Rys. 4. Stężenia radionuklidów Cs-137 i Sr-90 w wodach rzek Polski w 2006 roku [Bq/m3]
Radioaktywność aerozoli atmosferycznych w przyziemnej warstwie powietrza, określona na podstawie pomiarów wykonywanych w stacjach wczesnego wykrywania skażeń (ASS500) w 2006 roku, wskazuje, że podobnie jak w ostatnich kilku latach, zanieczyszczenia powietrza izotopami sztucznymi powodowane były głównie obecnością izotopu cezu (Cs-137),
którego średnie roczne stężenia zawierały się w granicach od poniżej 0,1 do ok. 10,7
pBq/m3 (średnio 1,4 pBq/m3). Średnie wartości stężeń izotopu jodu (I-131) zawierały się
w granicach od poniżej 0,1 do ok. 13,6 pBq/m3 (średnio 0,6 pBq/m3), a dla naturalnego izotopu berylu (Be-7) wynosiły kilka milibekereli w m3. Jak wspomniano na wstępie artykułu,
średnie dobowe wartości mocy dawki gamma w powietrzu w 2006 roku, uwzględniające promieniowanie kosmiczne oraz ziemskie wahały się w granicach od 45 do 167
nGy/h, przy średniej rocznej wynoszącej 89 nGy/h.
-
-
-
-
Aerozole atmosferyczne
-
52
Mięso, drób, ryby, jaja i mleko
Wyniki pomiarów aktywności izotopów cezu z różnych rodzajów mięsa zwierząt hodowlanych (wołowina, cielęcina, wieprzowina), a także z mięsa z drobiu, w rybach i jajach wykonanych w 2006 r. wynosiły:
• średnia roczna aktywność Cs-137 w mięsie hodowlanym wynosiła ok. 0,73
Bq/kg,
• średnia roczna aktywność Cs-137 w drobiu ok. 0,42 Bq/kg,
• średnia roczna aktywność Cs-137 w rybach ok. 0,67 Bq/kg,
• średnia roczna aktywność Cs-137 w jajach ok. 0,39 Bq/kg.
Uzyskane dane wskazują, że w 2006 roku średnie aktywności izotopów cezu
w mięsie, jajach i rybach były niższe niż w roku poprzednim, ale nie więcej niż dwukrotnie wyższe od wyników otrzymanych w 1985 roku, czyli sprzed awarii w Czarnobylu. Porównując rok 1986 (awaria w Czarnobylu), aktywności te w 2006 roku były
niższe kilkunastokrotnie.
Aktywność izotopów promieniotwórczych w mleku stanowi istotny wskaźnik do oceny narażenia radiacyjnego drogą pokarmową i przyjmuje się, że mleko wnosi ok. 30-50% izotopów cezu do całkowitej podaży tych izotopów w przeciętnej racji pokarmowej w Polsce.
W mleku płynnym (świeżym) w 2006 roku aktywności izotopów cezu zawierały się
w granicach od 0,22 do 1,23 Bq/dm3 i wynosiły średnio ok. 0,5 Bq/dm3, czyli były ok. dwukrotnie wyższe, niż w roku 1985 i około dziesięciokrotnie niższe niż w 1986 roku (awaria
czarnobylska). Warto dla porównania podać, że średnia aktywność naturalnego izotopu
promieniotwórczego potasu (K-40) w mleku wynosi ok. 43 Bq/dm3.
Podsumowanie
Ustawa Prawo Atomowe i inne przepisy krajowe określają skuteczną roczną
dawkę graniczną od sztucznych źródeł promieniowania jonizującego dla ludności na
poziomie 1 mSv. Narażenie statystycznego mieszkańca Polski od sztucznych radionuklidów - głównie izotopów cezu i strontu - w żywności i w środowisku oszacowano
łącznie na ok. 0,008 mSv, przy czym narażenie od radionuklidów w żywności oszacowano na ok. 0,005 mSv, co stanowi ok. 0,5% dawki granicznej dla ludności. Wartości te
wyznaczono na podstawie wyników pomiarów zawartości tych radionuklidów w arty-
-
-
-
-
Narażenie radiacyjne powodowane obecnością sztucznych radionuklidów
w żywności i środowisku pochodzących z wybuchów jądrowych i awarii radiacyjnych,
pracą zawodową z użyciem źródeł promieniowania jonizującego, wykorzystywaniem
wyrobów powszechnego użytku emitujących promieniowanie lub zawierających substancje promieniotwórcze podlega kontroli i ograniczeniom wynikającym ze standardów międzynarodowych określających limity narażenia ludności. Wartości obrazujące
narażenie powodowane promieniowaniem emitowanym przez sztuczne radionuklidy
zawarte w takich komponentach środowiska, jak gleba, powietrze i wody otwarte, określano na podstawie pomiarów zawartości poszczególnych radionuklidów w próbkach
materiałów środowiskowych pobieranych w różnych regionach kraju. Uwzględniając
lokalne różnice w poziomie zawartości izotopu Cs-137, ciągle obecnego w glebie i w
żywności, można oszacować, że maksymalna wartość dawki może być ok. 4-5 krotnie
wyższa od wartości średniej, co oznacza, iż narażenie powodowane sztucznymi radionuklidami nie przekracza 10% dawki granicznej.
-
53
kułach spożywczych i produktach żywnościowych stanowiących podstawowe składniki
przeciętnej racji pokarmowej, z uwzględnieniem aktualnych danych dotyczących spożycia poszczególnych jej składników. Podobnie jak w latach ubiegłych, największy
udział w tym narażeniu przypada na artykuły mleczne, warzywne (głównie ziemniaki),
zbożowe i mięsne, natomiast grzyby, owoce leśne oraz dziczyzna, pomimo podwyższonej zawartości izotopów cezu i strontu, nie wnoszą (ze względu na niskie spożycie tych
artykułów) znaczącego wkładu do tego narażenia.
Narażenie statystycznego mieszkańca Polski w 2006 roku na źródła promieniowania stosowane w celach medycznych, głównie w diagnostyce medycznej obejmującej
badania rentgenowskie oraz badania in vivo (tj. podawanie pacjentom preparatów promieniotwórczych), szacuje się na 0,85 mSv. Dominujący udział w tym narażeniu ma
diagnostyka rentgenowska (dla statystycznego mieszkańca 0,8 mSv/rok). Wartość ta
jest podobna w wielu krajach europejskich (m.in. w Danii, Norwegii, Szwecji i Hiszpanii). Można stwierdzić, że decydujący wpływ na narażenie medyczne populacji mają
badania rtg klatki piersiowej i szacuje się, że 1 badanie powoduje następujące średnie
dawki skuteczne podczas zdjęć: klatki piersiowej - 0,11 mSv (0,8 mSv – zdjęcie małoobrazkowe), kręgosłupa 3 mSv, płuc - do 4,3 mSv. Z pewnością przytoczone wartości
ulegną obniżeniu ze względu na przeprowadzaną sukcesywnie wymianę aparatury rentgenowskiej, która nie spełnia wymogów określonych w Dyrektywie 97/43 Euratom.
Trzeba podkreślić, że limity narażenia ludności nie obejmują narażenia wynikającego ze
stosowania promieniowania jonizującego w celach terapeutycznych.
Narażenie statystycznego Polaka podczas pracy zawodowej ze źródłami promieniowania jonizującego wynosiło w 2006 roku ok. 0,002 mSv, co stanowi 0,2% dawki
granicznej. Jak z powyższego wynika, łączne narażenie na promieniowanie statystycznego mieszkańca naszego kraju w 2006 roku, powodowane promieniowaniem pochodzącym ze sztucznych źródeł promieniowania jonizującego, z wyłączeniem narażenia
medycznego (a przy dominującym udziale narażenia pochodzącego od izotopu Cs-137,
obecnego w środowisku w wyniku wybuchów jądrowych i awarii czarnobylskiej), wynosiło ok. 0,015 mSv, tj. 1,5% dawki granicznej od sztucznych izotopów promieniotwórczych dla osób z ogółu ludności, wynoszącej 1 mSv rocznie. Warto przy tym podkreślić, że wartość 0,015 mSv stanowi jednocześnie zaledwie ok. 0,4% dawki otrzymywanej przez statystycznego mieszkańca Polski od wszystkich źródeł promieniowanie
jonizującego. Przytoczone dane pozwalają stwierdzić, że narażenie radiacyjne statystycznego mieszkańca Polski w 2006 roku, będące następstwem stosowania sztucznych
źródeł promieniowania jonizującego, jest bardzo małe w świetle ogólnie przyjętych na
świecie i stosowanych w kraju przepisów ochrony radiologicznej.
Warto dodać, że narażenie od naturalnego izotopu potasu (K-40), występującego
powszechnie w żywności, wynosi ok. 0,17 mSv rocznie, czyli ok. 20-krotnie więcej od
-
-
-
-
Narażenie od przedmiotów powszechnego użytku wynosiło w 2006 roku, podobnie jak w latach ubiegłych, ok. 0,005 mSv, co stanowi 0,5% dawki granicznej dla
ludności. Podaną wartość wyznaczono głównie na podstawie pomiarów promieniowania emitowanego przez kineskopy telewizorów i izotopowe czujki dymu oraz promieniowania gamma emitowanego przez sztuczne radionuklidy wykorzystywane przy barwieniu glazury i porcelany, jak również dawkę od promieniowania kosmicznego,
otrzymywaną przez pasażerów podczas przelotów samolotami.
-
54
naraż enia powodowanego sztucznymi radionuklidami. W Polsce, podobnie, jak w wielu krajach europejskich, narażenie od źródeł naturalnych stanowi 74% całkowitego narażenia radiacyjnego, a wyrażone jako tzw. dawka skuteczna wynosi ok. 2,5 mSv/rok.
Największy udział w tym narażeniu ma radon i produkty jego rozpadu, od których statystyczny mieszkaniec Polski otrzymuje dawkę wynoszącą ok. 1,36 mSv/rok. Należy
również zaznaczyć, że narażenie statystycznego mieszkańca Polski od źródeł naturalnych jest około 1,5-2 razy niższe niż mieszkańca Finlandii, Szwecji, Rumunii, czy
Włoch.
LITERATURA
[1]Raport z działalność prezesa Państwowej Agencji Atomistyki oraz ocena stanu bezpieczeństwa jądrowego i ochrony radiologicznej w Polsce w 2006 r., 2007,
[2]Szymański W., 1993, Chemia jądrowa, Warszawa, PWN
[3]Biernacka M., Bysiek M., 1998, Wyniki pomiarów radioaktywności przyziemnej
warstwy powietrza atmosferycznego prowadzonych w 1997 roku w sieci stacji ASS500, Ogólnopolskie seminarium, Monitoring promieniotwórczych skażeń środowiska
za pomocą stacji ASS-500 i PMS, Materiały konferencyjne, 45-52
[4] Dominas W., Palijczuk D., Mysałek-Laurikainen B., 1999, Wojskowy Instytut Chemii i Radiometrii w Warszawie, Instytut Problemów Jądrowych w Warszawie, niepublikowane dane
[5] Bysiek M., 2003, Raport Kwartalny, Zanieczyszczenia promieniotwórcze powietrza
w Polsce w IV kwartale 2003 roku, CLOR, Warszawa
[6] Charewicz W., 2004, Protokoły nr 12-15 z dnia 24.04.2004 r. z badań popiołów
z Elektrowni Turów przeprowadzonych w laboratorium badań izotopowych PWr,
Wrocław
[7] Ustawa z dnia 29 listopada 2000 r., Prawo atomowe (Dz.U. Nr 3 poz. 18 z 2001 r.)
[8] Solarski A., 2004, Krajowe Składowisko Odpadów Promieniotwórczych w Różanie,
inf. email
[9] Delmau L.H., Van Berkel G.J., Bonnesen P.V., Moyer B.A., 1999, ONRL/TM-209,
Improved performance of the alkaline-side CSEX process for cesium extraction from
alkaline high-level waste obtained by characterization of the effect of surfactant impurities
[10] Shultz W.W., Lombardo N.J., 1998, Science and technology for disposal of radioactive tank waste, Plenum Press, New York, 219-230
[12] Rajec P., Macasek F., Feder M., Misaelides P., Samajowa E., 1998, Sorption cesium and strontium on clinoptilolite- and mordenite-containing sedimentary rocks, J.
Radioanal. & Nuc. Chem., 229, 49-55
-
-
-
-
[11] Chmielewski A.G., Zakrzewska-Trznadel G., Harasimowicz M., 1998, Zastosowanie procesów membranowych do zatężania ciekłych odpadów promieniotwórczych, Post. Tech. Jądr. 41/4, 42-51
-
55
[13] Sinha P.K., Lal K.B., Jaleel A., 1998, Development of a novel composite by coating polyacrylic fibres with hexacyanoferrate for the removal of Cs from radioactive
liquid waste, J. Radioanal. & Nuc. Chem., 238, 51-59
[14] Dietz M.L., Chiarizia R., Horwitz E.P., Bartsch R. A., Talanov V. S., 1997, Effect
of crown ethers on the ion-exchange behavior of alkaline earth metals. Toward improved ion-exchange methods for the separation and preconcentration radium, Anal.
Chem., 69, 3028-3037
[15] Włodarski J., Frankowski Z., Przeniosło S., 2000, The Second Word Wide Review
- Geological problems in radioactive waste isolation; IAEA, 183-187
[16] Rozporządzeniem Rady Ministrów z 2002 r. w sprawie odpadów promieniotwórczych i wypalonego paliwa jądrowego (Dz. U. z 2002 r. Nr 230, poz. 1925)
[17] Borovy A.A., Demin V.F., Blinavoa L.D., 1992, Radioactive releases originating
from Chernobyl accident, [in] Radiological consequences of the Chernobyl accident,
I.I. Kryshev [Ed.], Nuc. Sci. International, 9-20
[18] Loshchiloy N.A., Kaspharov V.A., Yudin Y.E.B., Protsak V.P., Zhurba M.A.,
Parshakov A.E., 1992, Physical-chemical forms of radioactive fallout from the Chernobyl reactor accident. The radiobiological impact of hot beta particles from the
Chernobyl fallout: Risk assessment, IAEA, 1, 34-39
[19] Bondar P.E., Ivnov Yu.A., Ozornov A.G., 1992, Estimation of relative biology
availability Cs-137 in fallouts and its total biological in soils at territory subjected to
radioactive contamination. The radiobiological impact of hot beta particles from the
Chernobyl fallout: Risk assessment, IAEA, 1, 58-67
[20] Oughton D.H., Salbu B., Riise G., Lien H.N., Ostby G., Noren A., 1992, Radionuclide mobility and availability in Norwegian and Soviet soils, The Analyst, 117, 481486
[21] Niesiobędzka K., 1997, Właściwości gleb jako czynniki determinujące migracje
radionuklidu Cs-137 w relacji gleba - szata roślinna na przykładzie obszarów północno - wschodniej Polski, Rozprawa doktorska, Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika Warszawska
[22] Simmonds J.R., Linsley G.S., 1982, Parameters for modeling the interception and
retention of deposits from atmosphere by grain and leafy vegetables, Health Phys.,
43, 679-691
[23] Moorby J., Squire H.M., 1963, The loss of radioactive isotopes from the leaves of
plants in dry conditions, Radiation Botany, 3, 163-167
[25] Niesiobędzka K., 1994, Migracja radionuklidu Cs-137 z gleb niekultywowanych
do szaty roślinnej w zależności od specyfiki gleb i specjacji radiocezu, Sprawozdanie, Wydział Inżynierii Środowiska, Politechnika Warszawska, Warszawa
-
-
-
-
[24] Gerzabek M.H., Mohamed S.A., Muck K., 1992, Cs-137 in soil texture fractions
and its impact on Cs-137 soil-to-plant transfer., Commun. Soil Sci. Plant Anal., 23,
321-330
-
56
[26] Strzelecki R., Wołkowicz S., Szewczyk J., Lewandowski P., 1993, Mapa stężeń
cezu w Polsce, [w] Mapy radioekologiczne Polski cz. I, Państwowy Instytut Geologiczny, Warszawa
[27] Państwowa Inspekcja Sanitarna, 1991, Kryteria zdrowotne środowiska, Państwowy Zakład Wydawnictw Lekarskich, 25, 100-120
[28] Chudy R., 1999, Zagrożenie radiologiczne infiltracyjnych ujęć wody na przykładzie ujęcia "Dębina", Praca magisterska, Instytut Geologii UAM w Poznaniu
[29] Pachocki K., 1995, Radon w środowisku, Wyd. Fundacji Ekologia i zdrowie, Warszawa
[30] GUS, 1999, Rocznik Statystyczny, Główny Urząd Statystyczny, Warszawa
[31] Pawuła A., Leki M., 1995, Aspekt radiologiczny w ocenie jakości wody Warty,
jako źródła zasilania ujęć komunalnych Poznania, [w] Wody powierzchniowe Poznania, Sorus, Poznań
[32] WHO, 1993, Guidelines for drinking-water quality, Geneva
[33] Peńsko J., 1996, Rad w środowisku wodnym, Postępy Techniki Jądrowej, 4, 1-21
[34] Pachocki K., Majle T., 1992, Następstwa awarii elektrowni jądrowej w Czarnobylu, w odniesieniu do terytorium Polski. Post. Fiz. Med., 27, 1-2
-
-
-
-
Artykuł recenzował: ppłk dr inż. Marian ŻUBER
-
57

pełny tekst - Zeszyty Naukowe Wyższej Szkoły Oficerskiej Wojsk

Transkrypt

Podobne dokumenty

Prezentacja programu PowerPoint

ZAŁĄCZNIK Nr 4

Wyniki pomiarów monitoringu promieniowania jonizującego na

katalog - Alfachem Laboratoria

Cennik uslug - radiologia

TMI, Czarnobyl, Fukushima

Karta pracy IZOTOPY Zadania