9157473981

czasie trwania katastrofy czamobylskiej wy kazały jego niskie aktywności f Broda i inni, 1986], dlatego w ocenie dawki dla mieszkańców Polski [Żarnowiecki, 1988] jego udział został pominięty. Zakładając średnią wartość stosunku aktywności ^l37Cs/⁹⁰Srw chmurze czamobylskiej nad Polską jako większą niż 50 można było ocenić maksymalną depozycję ^xlSr w Polsce jako nie przekraczającą 1 kBq/m² (przy depozycji rzędu 50 kBq/m² dla ^l37Cs na Śląsku Opolskim), przy średniej wartości na poziomie nie przekraczającym 100 Bq/m². Depozycja ^wSr po atmosferycznych testach broni jądrowej, w trakcie których wytworzono 40-10¹⁶ Bq '^xlSr [UNSCEAR, 1982] , wyniosła średnio 3.2 kBq/m². z czego w roku 1986 pozostawało około 1.5 kBq/m². Chemiczne podobieństwo Sr i Ca powoduje, że izotopy Sr są mobilne w środowisku, nie ulegają silnemu kompleksowaniu w rozkładającej się materii organicznej ani sorpcji na minerałach ilastych tak jak Pu, Am czy Cs. Dlatego rekonstrukcja ex-post opadu ⁹⁰Sr jest utrudniona - jest on rozproszony w wielu komponentach środowiska, w szczególności znajduje się w roślinach i zwierzętach żyjących na danym terenie. Częściowo może ulegać migracji w głąb profilu glebowego. W ocenie rekonstruowanego opadu wykorzystuje się tzw. współczynniki koncentracji ^Sr do roślin i zw ierząt, zdefiniowane w następnym podrozdziale. Danych o większym opadzie ^yoSr na danym terenie mogą dostarczyć porównania aktywności tego izotopu obserwowanej w takich samych organizmach żyjących w podobnych wamnkach środowiskowych na różnych terenach.

I. 5. Przenikanie w środowisku substancji radioaktywnych do organizmów żywych

1.5.I. Współczynniki przenikania i koncentracji

Badaniem obiegu pierwiastków promieniotwórczych w środowisku zajmuje się radioekologia. Łączy ona w sobie element}' dziedzin pozornie tak odległych jak ekologia, chemia czy też dozymetria. W badaniach wykorzystuje metody pomiarowe fizyki i chemii jądrowej, a przede wszy stkim metody spektroskopowe i radiochemiczne.

Przenikanie pierwiastków' promieniotwórczych pomiędzy dw oma elementami ekosystemu (np. z gleby do rośliny czy z gleby - poprzez rośliny - do zwierząt) próbuje się opisać ilościowo wprowadzając pojęcie współczynnika przenikania oznaczanego TF (ang. transfer factor). Jeśli, dla ustalenia uwagi przyjmiemy, że rozważamy przenikanie danego radionuklidu z gleby do rośliny to odpowiedni TF zdefiniowany będzie jako stosunek stężenia aktywności (inaczej: zaw'artość) A₂ danego radionuklidu w roślinie (ogólnie: w tym elemencie ekosystemu, do którego przenika radionuklid) względem stężenia aktywności A, (zawartości) tego radionuklidu w glebie (ogólnie: w tym elemencie ekosystemu, z którego przenika radionuklid):

TF =    {8}

A,

Jeśli oba stężenia aktywności wyrażamy w Bq/kg suchej masy, to TF jest wielkością bezwymiarową.

Czasem korzystniej, lub wygodniej, jest rozważać przenikanie radionuklidów do roślin lub zwierząt odwołując się do akty wności powierzchniowej danego radionuklidu (w danej warstwie gleby lub skumulowanej w całym profilu glebowym). Wówczas wprowadza a się pojęcie współczynnika koncentracji AC (ang. aggregation coefficent, lub aggregated transfer coefficent). Definiuje się go jako stosunek stężenia aktywności danego radionuklidu w badanym elemencie ekosystemu A₂ do aktywności powierzchniowej A_p wyrażonej w' Bq/m².

AC=Al-    {9}

Jednostką AC jest [m²/kg].

Opis przenikania radionuklidów z wykorzystaniem pojęć współczynników przenikania (TF) lub koncentracji (AC) napoty ka na uzasadnioną krytykę. Podczas gdy liczniki obu wyrażeń są dobrze zdefiniowane problemy pojawiają się, gdy głębiej zastanów ić się nad ich mianow nikami. Wyobraźmy sobie sytuację, gdy w badanej glebie pojawiłby się (np. naniesiony przez wylew rzeki) piasek zwierający monacyty. Aktywność toru gleby by wzrosła, natomiast z racji trudnej rozpuszczalności monacytów najprawdopodobniej aktywność w roślinach nie uległaby zmianie. Zmniejszyłyby się natomiast obliczane wartości obu współczynników' dla toru. Analogiczna sytuacja może wystąpić, gdy

19