Zaborny Łukasz gr.7 Gdańsk, 18 kwietnia 2001 r.

Nurzyński Michał gr.7

Wpływ skażenia promieniotwórczego na środowisko i życie człowieka i środowisko - skażenie żywności.

Radionuklidy obecne w środowisku są źródłem zarówno zewnętrznej jak i wewnętrznej ekspozycji na promieniowanie jonizujące wszystkich żywych organizmów: roślin, zwierząt i człowieka. Z roślinami i artykułami pochodzenia zwierzęcego oraz z wodą radionuklidy dostają się do człowieka i mogą być inkorporowane w tkankach. Poza nielicznymi wyjątkami, łańcuchy pokarmowe są główną drogą przechodzenia radionuklidów do człowieka. Do wyjątków tych należy pluton i gazy promieniotwórcze takie jak radon i toron, dla których główną drogą jest droga inhalacyjna. Stopień inkorporacji w tkankach i narządach zależy od rodzaju radionuklidu, właściwości chemicznych i na ogół jest różny w różnych tkankach.

Izotopy dzieleimy na naturalne i pochodzenia sztucznego. Poziom izotopów promieniotwórczych naturalnych w danym rejonie jest na ogół stały, chociaż może ulegać pewnym wahaniom wynikającym z działalności człowieka, takich jak przemysł wydobywczy, spalanie kopalin, odprowadzanie wód kopalnianych do zbiorników wodnych.

Izotopy pochodzenia sztucznego wprowadzone zostały do środowiska głównie na skutek próbnych wyników jądrowych, które zakończyły się na dużą skalę na początku lat sześćdziesiątych, oraz w wyniku awarii jądrowych. Nim zaczęto przeciwdziałać skażeniom, na świecie miało wiele katastof, których skutki dotknęły nasze środowisko, czy też ludzi przebywających w pobliżu katastrofy. Tymi o których warto wiedzieć, są:

Folia z katastrofami

Ostatnia z wymienionych katastrof była jedną z największych. Skażenia powstałe w jej wyniku dotknęły niemal całą Europę.

Mapka z chmurą

Wśród mieszkańców państw podejrzewa się wzrost obserwowanych powikłań, które mogły nastąpić w wyniku eksplozji na działanie promieniowania, bądź też absorpcji substancji promieniotwórczych. Poziom tych radionuklidów w środowisku ulega zmniejszaniu w miarę upływu czasu od ich uwolnienia do atmosfery, co wiąże się z ich rozpadem.

Mapka cez

1. Gleba

Stężenia naturalnych izotopów promieniotwórczych w glebach polskich jest dość zróżnicowane, ale nie odbiega od poziomów normalnych. Stężenie ²²⁶Ra na większości obszaru Polski jest mniejsze od 20 Bq/kg gleby. Najniższa stężenie tego radionuklidu wynosi 4.2 Bq/kg, a najwyższe - 124 Bq/kg i jest zlokalizowane w rejonie jeleniogórskim. Stężenia ²¹⁰Pb w glebach Polski mieszczą się w zakresie od 7,9 do 91,2 Bq/kg, natomiast stężenia ²²⁸Ac od 3,7 do 86 Bq/kg

.Średnie skażenie ¹³⁷Cs gleby w Polsce, określone w 1990 roku w warstwie od 0-10 cm wynosiło średnio 4,72 kBq/m2 i mieściło się w granicach od 0,76 do 54,5 kBq/m2, w 1996 roku średnie skażenie gleby tym radionuklidem było niższe (3,65 kBq/m); spadek skażenia spowodowany był rozpadem promieniotwórczym ¹³⁷Cs i w pewnym stopniu jego migracją do głębszych warstw. Średnie skażenie ¹³⁴Cs gleby w 1990 roku wynosiło 0,51 kBq/m2, z zakresem od 0,02 do 6,82 kBq/m2, natomiast w 1996 poziom tego radionuklidu w glebie niewiele przekraczał poprzedni stan.

2. Wody powierzchniowe

Od roku 1994 prowadzone są w Polsce oznaczenia ²²⁶Ra, 3H i ¹³⁷Cs w wodach powierzchniowych oraz ²²⁶Ra i ¹³⁷Cs w osadach dennych. Próbki pochodzą z dorzecza Wisły i Odry, z rzek Przymorza oraz kilku jezior. Poziom ¹³⁷Cs w wodzie wykazuje niewielką tendencją malejącą, lecz nadal jest wyższy niż przed awarią czarnobylską. Stężenie tego radionuklidu w osadach dennych jest wyższe w rejonach, w których obserwowano wyższą depozycję tego radionuklidu po awarii czarnobylskiej. Pomiary stężeń Ra-226 w komponentach środowiska wodnego Wisły i Odry wskazują, że górna Wisła oraz środkowa Odra, a także Nysa Łużycka cechują się podwyższonymi stężeniami tego radionuklidu. W przypadku Wisły jest to wynik działalności przemysłu wydobycia węgla kamiennego na Górnym Śląsku oraz prawdopodobnie przemysłu miedziowego w przypadku Nysy Łużyckiej i Odry. W Wiśle stężenie Ra-226 maleje wzdłuż jej biegu.

Poziom zawartości trytu w wodach powierzchniowych jest dość stały; w roku 1998 średnie stężenie wynosiło 1,5 Bq/l i jest ono około 3 razy wyższe od poziomu przed próbami wybuchami jądrowymi.

3. Przyziemna warstwa powietrza atmosferycznego

Wyniki pomiarów radioaktywności przyziemnej warstwy powietrza atmosferycznego prowadzone w sieci stacji ASS-500 wskazują, że w roku 1997 średnie roczne stężenie ²²⁶Ra wynosiło 10,1 Bq/m3 ,¹⁰Pb 430 Bq/m3, a średnie stężenie ¹³⁷Cs - 1,6 Bq/m3. Poziom izotopów naturalnych w warstwie przyziemnej powietrza atmosferycznego był na ogół stały, podczas gdy stężenie ¹³⁷Cs zmniejszało się w kolejnych latach po awarii czarnobylskiej.

schemat spożycia

folia(Wchłanianie promieniowanie przez człowieka na obrazku)

Znajdujące się na powierzchni ziemi izotopy wywierają różny wpływ na otoczenie. Zakres ich działania jest uzależniony od warunków geograficznych. Niektóre pierwiastki, jak na przykład pluton, mogą przemieszczać się w głąb ziemi. Zasięg migracji izotopów promieniotwórczych wgłąb gleby zależy jednak od warunków wodnych i rodzaju materiału geologicznego. Z tego też względu najsilniejsza migracja ma miejsce na glebach lekkich i porowatych (do 5 cm). Kumulacja radionuklidów pod powierzchnią gleby jest niekorzystna dla organizmów w niej żyjących. Zmiana cech populacji gatunku dotkniętego skutkami wprowadzenia radioizotopów do gleby może wpłynąć na populacje innych gatunków - roślin i zwierząt.

Radioizotopy w największym stopniu gromadzą się w roślinach o niewielkiej wysokości, przede wszystkim w trawach. Potwierdzają to wykonane pomiary. Trawy charakteryzują się dużą powierzchnią absorpcyjną. Są zatem podatne na pochłanianie drobin poruszających się przy powierzchni ziemi. Ta właściwość traw ma również pewne zalety. Głównie one ograniczają przechodzenie izotopów promieniotwórczych do atmosfery. Powodują natomiast ich gromadzenie w glebach, które można poddać dekontaminacji. Własność gromadzenia zanieczyszczeń promieniotwórczych mają także porosty, czyli glony żyjące w symbiozie ze strzępkami grzybni. Porosty jako bioindykatory mogą być zatem wykorzystywane do szacowania stopnia skażenia biocenozy danego ekosystemu.

W środowisku wodnym izotopy w zasadniczej mierze koncentrują się w osadach dennych. Ich obecność została wykryta również w glonach. Pluton może także występować u morskich zwierząt kręgowych i bezkregowych. Jego podwyższona zawartość została wykryta u skorupiaków. Zanieczyszczenia radioaktywne wpłynęły niekorzystnie na ryby w jeziorze White Oak (USA), do którego uchodzą ścieki fabryki atomowej Oakridge. Ryby te są coraz mniejsze i coraz trudniej się rozmnażają.

Substancje promieniotwórcze mogą również występować w mleku krów, które żywią się skażoną trawą. Oprócz spadku jakości mleka zjawisko to przyczynia się do obniżenia mleczności tych zwierząt. Po katastrofie w Czarnobylu na Ukrainie częste były przypadki karmienia krów jabłkami. Owoce te ze względu na niewielką powierzchnię nie pochłaniają tak dużej ilości promieniowania, co trawy. W przypadku karmienia trawą mleko byłoby niezdatne do spożycia. Szczególnie szkodliwe jest spożywanie mleka zawierającego stront 90 o właściwościach chemicznych podobnych do wapnia. Zgromadzony w kośćcu konsumenta, w wyniku powstania skażenia wewnętrznego może wywołać nieodwracalne powikłania somatyczne.

[folia z tabelami )

4. Mleko płynne i mleko odtłuszczone w proszku.

Zawartość izotopów promieniotwórczych w mleku stanowi istotny wskaźnik dla oceny narażenia radiacyjnego drogą pokarmową. Można przyjąć, że mleko wnosi ok. 30-50% izotopów cezu do całkowitej podaży tych izotopów w przeciętnej racji pokarmowej w Polsce. W mleku płynnym (świeżym) w 1997 roku średnia roczna zawartość izotopów cezu oznaczanych w WSSE wynosiła, podobnie jak w roku 1996, ok. 0,9 Bq/dm3 - wobec wartości 0,4 Bq/dm3 w roku 1985, tj. w okresie sprzed awarii czarnobylskiej .W poszczególnych próbkach zawartości cezu w 1997 r. wynosiły od ok. 0,1 do ok. 9,1 Bq/dm3 (w 1996 r. od ok. 0,1 do ok. 11,4 Bq/dm3).

W proszku mlecznym uzyskanym z mleka odtłuszczonego zawartość izotopów cezu oznaczanych w CLOR w 1997 r. Zawierała się w zakresie od 5 do ok. 90 Bq/kg, co w przeliczeniu na mleko płynne odpowiada zakresowi 0,4-7,5 Bq/dm3 (przy założeniu, że 1 kg proszku - 12 dm3 płynu) i jest zgodne z wynikami analiz mleka płynnego. Rejestrowane rozrzuty radioaktywności poszczególnych próbek dla mleka płynnego i sproszkowanego wynikają z różnych poziomów skażeń promieniotwórczych występujących po awarii czarnobylskiej w poszczególnych regionach kraju.

Zawartość izotopów 90Sr w mleku płynnym świeżym oraz w mleku z proszku w 1997 roku zawierała się w granicach 0,05-0,20 Bq/dm3 tzn. była na poziomie z okresu przed awarią czarnobylską. Warto dla porównania podać, że średnia zawartość naturalnego izotopu promieniotwórczego 40K w mleku wynosi około 43 Bq/dm3.

5. Mięso, drób i ryby

folia z tabelami

Średnia zawartość izotopów cezu w różnych rodzajach mięsa w 1997 r. wynosiła ok. 1,8 Bq/kg, wobec średniej zawartości cezu w mięsie przed awarią czarnobylską wynoszącej 0,8 Bq/kg. Próbki mięsa pobierane były m.in. z wołowiny, cielęciny i wieprzowiny, przy czym- podobnie jak w roku ubiegłym - najmniejsze stężenie cezu było w próbkach wieprzowiny(dla wieprzowiny wszystkie mierzone próbki wykazywały skażenia poniżej 5 Bq/kg, a jedynie próbki wołowiny wykazywały stężenie osiągające wartość 17 Bq/kg).

W mięsie z dziczyzny w 1997 r. średnia zawartość izotopów cezu była kilkunastokrotnie wyższa niż w mięsie zwierząt hodowlanych i wynosiła średnio 30 Bq/kg w mięsie z sarniny, 15 Bq/kg w mięsie z jelenia oraz ok. 100 Bq/kg w mięsie z dzika.

W mięsie z drobiu w 1997 r. stężenie izotopów cezu wynosiło średnio ok. 0,8 Bq/kg, wobec 0,3 Bq/kg z okresu sprzed awarii czarnobylskiej.

Zawartość izotopów cezu w mięsie ryb słodkowodnych w 1997 r. wynosiła średnio ok. 1,7 Bq/kg wobec wartości 0,6 Bq/kg z okresu przed rokiem 1986.

Średnie zawartości izotopu 137Cs w mięsie ryb bałtyckich w 1997 r. wynosiły od ok. 10 Bq/kg (śledź) do ok. 12 Bq/kg (dorsz) tj. były na poziomie roku ubiegłego.

Zawartość izotopu 90Sr w wymienionych rodzajach mięsa w 1997 r. nic przekraczała wartości 0,1 Bq/kg.

Powyższe dane wskazują, że zawartości izotopów cezu i strontu w mięsie, drobiu i rybach w 1997 roku utrzymywały się na poziomie rejestrowanym w latach 1992-1996 .

6. Warzywa, owoce, zborze i grzyby.

folia z tabelami i wykresami

Średnie stężenia izotopów cezu w zbożach, warzywach i owocach w 1997 r. zawierały się w granicach 0,2-0,8 Bq/kg (przy wartościach od 0,1 do 9,2 Bq/kg w poszczególnych próbkach) tj. były podobne do stężeń z 1996 roku. Najwyższe wartości rejestrowano w warzywach strączkowych, a wartości najniższe w zbożach

Stosunkowo wysoki poziom zawartości izotopów cezu, wynikający z zachowania się cezu w środowisku leśnym, obserwowano w dalszym ciągu w grzybach leśnych. W pojedynczych próbkach w roku 1997 zarejestrowano następujące zawartości izotopu 137Cs: podgrzybek 467 Bq/kg, borowik 61 Bq/kg, kurka 20 Bq/kg (rys. 12); były one znacznie wyższe od stężeń tego izotopu w innych produktach. Stąd można wnioskować, że znaczącym źródłem obecności w grzybach leśnych 137Cs są pozostałością tego izotopu z okresu wybuchów jądrowych (potwierdza to analiza stosunku aktywności izotopów cez 134Cs i 137Cs w roku 1986). Zawartość izotopów cezu w grzybach hodowlanych była w- 1997 r. na poziomie niższym od 1 Bq/kg. Zawartość izotopu 90Sr w warzywach, owocach, zbożu i grzybach w 1997 r. nie przekraczała 1 Bq/kg, tj. utrzymywała się na poziomie z 1985 r.

7. Skażenie promieniotwórcze grzybów

Folia dla grzybków

Od lat sześćdziesiątych znana jest zdolność różnych gatunków grzybów do akumulowania promieniotwórczego cezu. Wówczas po próbnych wybuchach nuklearnych przeprowadzonych w atmosferze, odkryto w próbkach pewnych gatunków grzybów aktywności: 137Cs rzędu 100 Bq w kg świeżych grzybów. Gatunkami szczególnie akumulacyjnymi cez okazały się m.in.: krowiak podwinięty- olszówka oraz podgrzybek brunatny.

Systematyczne badania prowadzone na silnie skażonych terenach w pobliżu Czarnobyla wykazały, że maksymalny poziom skażeń grzyby osiągają po dwóch latach od opadu, po czym koncentruje promieniotwórczego cezu maleją powoli, w tempie nie odbiegającym od fizycznego czasu połowicznego zaniku. Uzupełniając informacje o akumulacji substancji promieniotwórczych w grzybach, warto dodać, że w owocnikach niektórych gatunków słabo akumulujących cez stwierdzono relatywnie duże aktywności izotopu Srebra (Ag), obecnego w obłoku promieniotwórczym z Czarnobyla w małych koncentracjach wynoszących ok. 1,5% aktywności 137Cs. Z innych długożyciowych pierwiastków promieniotwórczych znaleziono w grzybach małe koncentracje 90Sr i ślady izotopów plutonu.

W Polsce skażeniem grzybów izotopami cezu zaczęto interesować się po katastrofie czarnobylskiej. W badanych w Centralnym Laboratorium Ochrony Radiologicznej próbkach grzybów z terenu całego kraju największe skażenia izotopami cezu sięgały 5 kBq w kg świeżych grzybów (w podgrzybku brunatnym z 1988r. łącznie dla 134Cs i 137Cs lub 50 kBq/kg suchej masy 137Cs w olszówkach z 1991r. W Krakowie prowadzono prace nad wstępnym rozpoznaniem skażeń w grzybach z terenu Polski. Najwyższe stwierdzone skażenia 137Cs sięgały 24 kBq/kg suchej masy w próbce podgrzybka brunatnego. Badania potwierdziły łatwo mierzalne poziomy skażeń 137Cs w próbkach grzybów z okresu przed katastrofa czarnobylską oraz zróżnicowanie poziomu aktywności w próbkach grzybów różnych gatunków.

Całkowita aktywność 137Cs w próbce składa się z 2 części: jednej pochodzącej z opadu po katastrofie czarnobylskiej oraz drugiej- z globalnego opadu po próbnych wybuchach jądrowych, przeprowadzonych w atmosferze w latach pięćdziesiątych i sześćdziesiątych. Wysokie korelacje skażeń 134Cs i 137Cs w próbkach wskazują na dominację katastrofy czarnobylskiej nad tłem wcześniejszego opadu globalnego, jednak próbki niskoaktywne wyraźnie wskazują nadmiar 137Cs co wskazuje na niezaniedbywalny poziom aktywności cezu-137 z wybuchów jądrowych.

W pracy tej szacowano także współczynniki przejścia wchłoniętej aktywności, do efektywnego równoważnika dawki. W przypadku grzybów odróżniają je od innego pokarmu dwa przeciwstawne efekty. Z jednej strony przebywają one w organiźmie dłużej niż inny pokarm, co za tym idzie- dłużej stanowią wewnętrzne źródło promieniowania oddziałujące na wrażliwe organy wewnętrzne. Z drugiej strony, związki zawierające cez mogą być nie w pełni rozpuszczalne, tak więc być może nie cała aktywność cezu może być wchłaniana do organizmu.

Spożywanie większych kilogramowych ilości podgrzybka, zwłaszcza na terenach o podwyższonym skażeniu wpływa radykalnie na wartość równoważnika dawki otrzymanego na skutek katastrofy czarnobylskiej. Spożywanie innych produktów leśnych (jagody, dziczyzna) również wpływa na otrzymywalny równoważnik dawki, lecz w dużo mniejszym stopniu niż grzyby.

Co do prognoz na najbliższe lata przypuszcza się, że ekologiczny czas półrozpadu opisujący tempo usuwania promieniotwórczego cezu z obiegu w ekosystemie leśnym jest rzędu 10 lat, co nieznacznie przewyższa najnowsze wyniki niemieckie, w których parametr ten oceniany jest dla każdego z warstw ściółki leśnej maksymalnie osiąga wartość ok. 8 lat.

Reasumując: stwierdzono znaczne zróżnicowanie geograficzne skażenia grzybów w Polsce.

Wyróżniono 2 obszary o wyższych skażeniach:

Mapka z cezem

południowy ( Śląsk Opolski)

północno- wschodni (Olsztyn- Siedlce)

Pod wzg1ędem zdolności akumulacji promieniotwórczego cezu najwyższe aktywności właściwe izotopów cezu stwierdzono u podgrzybka brunatnego - przekraczają one 150 kBq/kg suchej masy dla 137Cs.

Oszacowany wzrost równoważnika dawki dla ludzi narażonych na spożywanie zakażonych produktów leśnych, wskazuje na wzrost względnych wartości przeciętnych narażenia radiacyjnego ludzi mających bliskie związki z lasem, a zwłaszcza osób zjadających znaczne ilości grzybów zbieranych na obszarze o najsilniejszych skażeniach. Jednak mało prawdopodobne jest by dawki te mogły przekroczyć 1 mSv na rok.

Wynikające stąd oszacowanie dawki łącznej dla ludności Polski wymaga przeprowadzenia badań spożycia grzybów, uwzględniających zróżnicowanie geograficzne i gatunkowe skażeń.

8. Zakończenie

Znajomość zawartości radionuklidów w pożywieniu umożliwia ocenę wielkości ich dziennego i rocznego wchłonięcia, a stąd ocenę skażeń wewnętrznych i wielkość pochłoniętych dawek. Wielkość wchłonięć określano z analizy całodziennego pożywienia, pobieranego zazwyczaj w miejscach zbiorowego żywienia, oraz na podstawie oznaczenia stężeń radionuklidów w poszczególnych artykułach żywnościowych i statystycznych danych o spożyciu.

Na podstawie otrzymanych danych obliczono średnie roczne wchłonięcia izotopów uranu, toru, ²²⁶Ra, ²¹⁰Pb i ²¹⁰Po przez dorosłych mieszkańców Polski. Roczne wchłonięcia badanych izotopów w Polsce na ogół nie odbiegają od wchłonięć obserwowanych w innych krajach. Wyjątek stanowią ²¹⁰Pb i ²¹⁰Po, które w Japonii i Portugalii wchłaniane są w znacznie większych ilościach, co wiąże się z dużym spożyciem artykułów pochodzenia morskiego w tych krajach. Udział poszczególnych artykułów jako źródła izotopów w całodziennym pożywieniu jest różny, w przypadku uranu decydujące znaczenie ma woda (około 60% całkowitego wchłonięcia), a w przypadku ²¹⁰Po - ryby (ponad 30%).

Po awarii czarnobylskiej szczególną uwagę zwrócono na izotopy promieniotwórcze cezu. W pierwszym roku po awarii w rejonie północno-wschodniej Polski roczne wchłonięcie ¹³⁷Cs ocenione na podstawie analizy produktów żywnościowych wynosiło około 8000 Bq, natomiast ¹³⁴Cs - około 3000 Bq . Badania kontynuowano do roku 1992. W tym czasie wchłonięcia zmniejszały się wykładniczo, półokres dla ¹³⁷Cs wynosił 1,72 lat, a dla ¹³⁴Cs - 0,97 lat. Według ocen przeprowadzonych w roku 1993, średnia roczna podaż ¹³⁷Cs wynosiła 518 Bq i pozostawała na podobnym poziomie do 1998 roku.

Załączniki:

- 8 folii

Literatura Oraz Literatura Uzupełniająca:

1. Katastrofa w Czarnobylu a Polska - raport, Czesław Bojarski, Jerzy Jaśkowski, Władysław Miłkowski, Ryszard Piękoś, Kazimierz Stępczak, Wydawnictwo Gdańskie, Gdańsk 1992.

2. Skażenia środowiska naturalnego Polski po katastrofie czarnobylskiej, Jerzy Mietelski, Mirosława Jasińska, Krzysztof Kozak, materiały z II Krajowego Kongresu Ekologicznego "Ekomed", Tarnów 23-25.3.95.

3. Mapa skażeń promieniotwórczych w grzybach w Polsce w 1991 r., Jerzy W. Mietelski, Mirosława Jasińska, Barbara Kubica, Krzysztof Kozak, Piotr Macharski, Raport Nr 1590/D, Instytut Fizyki Jądrowej, Kraków 1992.

4. J.Jagielak, M.Biernacka, J.Henschke, A.Sosińska , Radiologiczny Atlas Polski 1977, (PAPIOŚ, CLOR, PAA, Warszawa 1998).

5. T.Wardaszko, I.Radwan, R.Klimkowski, Z.Pietrzak-Flis, Monitoring skażeń promieniotwórczych: pomiary skażeń promieniotwórczych wód i osadów dennych rzek i jezior, Sprawozdanie końcowe, CLOR, Warszawa 1999.

6. M.Biernacka, M.Bysiek, Wyniki pomiarów radioaktywności przyziemnej warstwy powietrza atmosferycznego prowadzonych w 1997 r. w sieci stacji ASS-500, Raport CLOR nr 137, Warszawa , 1998.

7. Z.Pietrzak-Flis, E.Chrzanowski, S.Dembińska, Sci. Total Environ., 203, 157 (1997).

8. Z.Pietrzak-Flis, M.M.Suplińska, L.Rosiak, J.Radioanal. Nucl. Chem., 222, 189 (1997).

9. D.Grabowski, W.Kurowski, W.Muszyński, B.Rubel, G.Smagała, J.Świętochowska, Skażenia promieniotwórcze środowiska i żywności w Polsce w 1998 roku, Raport CLOR nr 139, Warszawa 1999.

7

Wpływ skażenia promieniotwórczego na środowisko i życie człowieka - skażenie żywności

---