RADIONUKLIDY POCHODZENIA GEOLOGICZNEGO

NA UJĘCIU INFILTRACYJNYM W POZNANIU

Andrzej Pawuła, Rafał Chudy

Polskie Towarzystwo Geologiczne-Oddział w Poznaniu, Uniwersytet im. A. Mickiewicza -Instytut Geologii, Referaty, Tom X, 10 - 22, Poznań, 2001.

[Referat wygłoszony w dniu 30 marca 2000 r. na zebraniu Oddziału Poznańskiego PTG]

Przedmiotem badań była ocena radiologiczna wody z ujęć infiltracyjnych, zasilanych wodą rzeczną Warty (R. Chudy, 1999). Na poznańskim ujęciu w Dębinie, woda rzeczna pompowana jest do stawów infiltracyjnych, po czym następuje filtracja wody w warstwie piaszczystej o miąższości 15 m, między stawem a linią studzien pionowych. Czas filtracji podziemnej na odcinku 75 m, trwa około 30 dni. Następnie woda jest transportowana systemem lewarowym do studni zbiorczej i stacji filtrów. Ujęcie położone jest na niskich tarasach Warty, między meandrem rzeki poniżej Lubonia a mostem kolejowym w Starołęce.

W ramach programu prac terenowych i laboratoryjnych, przygotowano próbki wody i osadów oraz wykonano analizy radiologiczne */:

Próbki wody rzecznej pobrano przy moście kolejowym w Starołęce. Próbki osadu dennego pobrano ze stawów infiltracyjnych nr 3 i 12. Natomiast próbkę wody z miejskiej sieci wodociągowej pobrano w laboratorium "Geoprojektu", przy ul. Ratajczaka 10/12 w Poznaniu. Przygotowanie próbek wody polegało na pobraniu, każdorazowo, wody w ilości 20 litrów, utrwaleniu kwasem azotowym do poziomu pH 3 i odparowaniu wody do objętości 450 ml. Próbki osadów dennych ze stawów infiltracyjnych zostały pobrane do worków polietylenowych a następnie wysuszone w temperaturze 110 oC. Próbki do analiz zostały przygotowane w Laboratorium Radiologicznym, Instytutu Meteorologii i Gospodarki Wodnej w Poznaniu, analizy osadów zostaly wykonane w Oddziale Ochrony Radiologicznej Wojewódzkiej Stacji Sanitarno - Epidemiologicznej w Poznaniu i laboratorium radiologicznym Politechniki Poznańskiej, a analizy wody rzecznej i wodociągowej w Zakładzie Skażeń Radiologicznych, Centralnego Laboratorium Ochrony Radiologicznej w Warszawie (fax. z dnia 7.01.1999). W opracowaniu wykorzystano również analizy radiologiczne złoża piaskowego ze stacji filtrów wodociągowych, wykonane wcześniej przez WSSE - Poznań. Dla celów porównawczych, dodatkową analizę próbki fosforytów używanych do produkcji nawozów fosforowych, wykonano w Zakładzie Ochrony Radiologicznej i Radiobiologii, Państwowego Zakładu Higieny w Warszawie (pismo HR - E - 4/97, z dnia 7.02.1997).

W oparciu o powyższe analizy obliczono dawki promieniowania i dokonano oceny jakości wody według kryterium Światowej Organizacji Zdrowia a także wykonano interpretację obecności radionuklidów w środowisku oraz ocenę zagrożenia radiologicznego ujęcia wody.

Radionuklidy w wodzie rzecznej (Warta)

Analizie poddano dwie próbki wody rzecznej (Tabela 1), pierwsza  -  z zawiesiną, nie przesączona (1) i druga, w której woda została przesączona przez bibułę a analizie poddano osobno - wodę przesączoną oraz osad z bibuły (2a, 2b).

Tabela 1. Analiza wody rzecznej z Warty [Bq/l]

Próbka

K-40

Th-234

Ra-226

Pb-210

Ac-228

Cs-137

1. nie przesączona

0,2085

<0,002

0,00335

0,0141

<0,002

0,00415

2a. przesączona

0,1950

<0,002

0,00135

0,0121

0,00235

0,0028

2b. osad

0,0625

<0,002

0,00165

0,01175

<0,002

0,00235

Źródło: Zakład Skażeń Radiologicznych CLOR w Warszawie,1999.

Jak wynika z otrzymanych wyników, w wodzie rzecznej występują radionuklidy pochodzenia geologicznego, potas 40K, radionuklidy z szeregu uranowo - radowego i uranowo - aktynowego oraz cez 137Cs pochodzący z czernobylskiego opadu radioaktywnego.

Potas 40K występuje w stężeniu ponad 0,2 Bq/l, czyli w okolicy średniej krajowej, która dla wód powierzchniowych wynosi 0,161 Bq/l. Radiopotas 40K jest jednym z trzech izotopów potasu i stanowi tylko 0,0119% jego masy. Okres połowicznego zaniku potasu 40K wynosi ponad 1,3 mld. lat a jego produktami rozpadu są: w okolo 90% izotop wapnia 40Ca i w okolo 10% izotop argonu 40A. Głównym źródłem potasu w wodzie rzecznej są prawdopodobnie łatwo rozpuszczalne sole potasowe, stosowane w nawozach mineralnych: sylwin KCl, karnalit KMgCl3*6H2O i kainit KClMgSO4*3H2O. Średnie stężenie potasu 40K w glebie na terenie byłego województwa poznańskiego w 1997 roku wynosiło 319 Bq/kg (Tab.2).

Tabela 2. Stężenia radionuklidów w powierzchniowej warstwie gleby w1997 roku.

 

stężenie radionuklidów

naturalnych

sztucznych

226Ra

228Ac

40K

 

Bq/m2

Bq/kg

POLSKA

minimum

maximum

25,2

4,2

124

20,7

3,7

85,9

410

123

1020

3650

310

37610

woj.poznańskie

16,1

11,1

319

2130

Źródło: GUS, 1997: Ochrona Środowiska, Warszawa.

Radionuklidy 234Th, 226Ra i 210Pb reprezentują szereg promieniotwórczy uranu 238U. Obserwuje się brak równowagi promieniotwórczej w tym szeregu, wyrażający się wzrostem koncentracji radionuklidów w dolnej części szeregu. Aktywność toru 234Th jest niższa od 0,002 Bq/l, radu jest już na poziomie 0,003 Bq/l a koncentracja ołowiu 210Pb wzrasta prawie siedmiokrotnie, do okolo 0,02 Bq/l. Może to wskazywać na  migracyjne własności niektórych pierwiastków, szczególnie radonu 222Rn. Radon, który jest gazem dobrze rozpuszczalnym w wodzie, może tworzyć sam anomalne koncentracje z dala od macierzystego radu 226Ra i w konsekwencji tworzyć koncentracje produktów swojego rozpadu. Aktywność radu w wodzie Warty (0,00335 Bq/l) przekracza trzykrotnie przeciętną zawartość tego radionuklidu w rzekach Polski, która wynosi około 0,001 Bq/l (Peńsko J., 1996).

Podwyższona koncentracja radu w wodzie rzecznej może być konsekwencją zmywu nawozów fosforowych z obszarów rolniczych. Analiza radiologiczna fosforytów używanych do produkcji nawozów fosforowych wykazała dużą koncentrację radionuklidów z szeregu uranowo - radowego i trochę niższą radionuklidów z szeregu torowego (Tab.3).

W badanej próbce fosforytów, radionuklidy z szeregu uranowo - radowego mają aktywność ponad 400 Bq/kg i wykazują mniejsza aktywność w dolnej części szeregu, spowodowaną najprawdopodobniej uwolnieniem się części gazowego radonu. Radionuklidy z szeregu torowego (232Th, 228Ac, 228Th, 212Pb, 208Tl) występują natomiast w równowadze promieniotwórczej a ich aktywność wynosi około 50 Bq/kg. Stwierdzono również niewielką koncentrację radiopotasu 40K (19 Bq/kg).

Tabela 3. Analiza fosforytów algierskich

Radionuklid

Aktywność [Bq/kg]

226Ra

491,31

214Pb

413,68

214Bi

413,76

228Ac (232Th)

52,36

212Pb

53,82

208Tl

50,2

40K

19,04

Źródło: Zakład Ochrony Radiologicznej i Radiobiologii PZH - Warszawa.

Permanentne stosowanie w rolnictwie nawozów mineralnych, zawierających ciężkie radionuklidy uranowe a także długowieczny radiopotas, może prowadzić do wzrostu ich zawartości w wodzie rzecznej. Mało znana jest alternatywa dla nawozów fosforowych, w postaci mączki bazaltowej. Bazalty, zawierające bogaty zestaw składników mineralnych, charakteryzują się niską zawartością radionuklidów. Przeciętna aktywność radu 226Ra w bazaltach wynosi tylko 10 Bq/kg, co stanowi 2% aktywności radu w fosforytach.

Obok radionuklidów pochodzenia geologicznego, określanych jako radionuklidy naturalne (chociaż wprowadzane są do środowiska w sposob sztuczny, przez nawożenie rolnicze), w wodzie rzecznej Warty stwierdzono również skażenia ze źródeł sztucznych. W próbce z roku 1998, stwierdzono bowiem obecność cezu 137Cs na poziomie 0,004 Bq/l. W dorzeczu Odry, w 1994 r. średnia aktywność cezu 137Cs wynosiła 0.0096 Bq/l i obniżyła się w 1996 r. do 0.0071 Bq/l, a w roku 1997 do 0.0048 Bq/l (PIOŚ, CLOR, PAA, 1998). Stężenie cezu w wodzie Warty odpowiada w przybliżeniu średniej krajowej. Obniżanie się koncentracji cezu w miarę upływu czasu, świadczy również o zjawisku zmywu tego radionuklidu z powierzchni zlewni. Ponieważ cez jest emiterem promieniowania gamma i beta, sezonowe wzrosty promieniowania beta i gamma wody rzecznej, odpowiadające okresom roztopów wiosennych i jesiennych opadów, można interpretować jako wzrost intensywności zmywu cezu z powierzchni terenu. (Tab.4).

Tabela 4. Radioaktywność wody rzecznej w Warcie [Bq/l].

miesiąc

Rok 1993

Rok 1994

Rok 1995

aktywność

beta

aktywność

gamma

aktywność

beta

aktywność

gamma

aktywność

beta

aktywność

gamma

I

II

III

IV

V

VI

VII

VIII

IX

X

XI

XII

-

0,21

0,23

0,27

0,22

0,30

0,28

0,29

0,26

0,30

0,28

0,28

11,41

7,57

6,83

6,52

6,92

6,31

4,95

-

2,78

2,07

4,60

4,96

0,36

0,30

0,35

0,34

0,37

0,24

0,21

0,27

0,29

0,27

0,30

0,33

6,04

5,74

7,63

6,24

6,13

6,63

5,92

5,26

5,66

1,97

3,82

6,34

0,42

0,36

0,35

0,29

dane do 30.IV.95.

4,20

5,12

6,41

4,17

dane do 30.IV.95.

Abs. min.

Abs. max.

0,16

0,45

1,16

11,41

0,13

0,50

1,97

8,75

0,28

0,52

2,08

8,29

Źródło: Pawuła A, Leki M.,1995.

Osady denne w stawach infiltracyjnych

Przy ocenie radioaktywności osadu dennego należy uwzględnić fakt regularnego czyszczenia stawów infiltracyjnych i zbierania tego osadu co pół roku. Próbki osadu zostały pobrane przed czyszczeniem stawów, a więc stwierdzone koncentracje radionuklidów są w przybliżeniu efektem półrocznej kumulacji. Wyraźną koncentrację obserwuje się w przypadku potasu 40K. Niejednoznaczne wyniki uzyskano w przypadku toru 228 Th. Istotne porównania dotyczą koncentracji radionuklidów na złożu piaskowym w stacji filtrów, dokąd dopływa woda po miesięcznej filtracji gruntowej.

Tabela 5. Analiza radiologiczna osadów dennych ze stawów infiltracyjnych [Bq/kg]

Nr stawu

40K

226Ra

228Th

137Cs

3 */

175,16

6,73

0,0

25,66

3 */

239,75

13,12

0,0

35,47

12 **/

339

34

304

b.p.

Źródło: */ Oddział Ochrony Radiologicznej WSSE - Poznań, 1999.

            **/ Laboratorium radiologiczne Politechniki Poznańskiej, 1998 (b.p. - brak pomiaru).

Złoże piaskowe na stacji filtrów

Istotna cechą złóż filtracyjnych jest ich długoletnie użytkowanie. Na stacji "Dębiec" piasek filtracyjny użytkowany jest od 24 lat a na stacji "Mosina" od 15 lat, jednakże piasek ten podlega ciągłemu płukaniu i uzupełnianiu z rezerwowej pryzmy.

Tabela 6. Skazenie radiologiczne złoża filtracyjnego [Bq/kg]

Data pobrania próbki

Miejsce pobrania próbki

Okres ekspl. złoża

Globalna aktywność beta

40K

137Cs

226Ra

228Th

(228Ac)

3.02.1994

3.02.1994

3.02.1994

23.02.1994

Mosina - filtr 7

Mosina - filtr 9

Dębiec - filtr 1

Rezerw. pryzma piasku filtr.

15 lat

15 lat

24 lata

0

4492

5419

4992

194

2807

3540

3684

109,3

285

359

374

7

290

274

343

61

628

803

911

32

Źródło: Oddzial Ochrony Radiologicznej WSSE w Poznaniu (Michalak R. 1994)

Mimo wcześniejszej filtracji gruntowej wody rzecznej i procesowi cyklicznego płukania złoża, wykonane analizy radiologiczne pozwoliły na stwierdzenie zjawiska kumulacji radionuklidów na piasku w stacji filtrów. Potwierdzeniem powyższego wniosku jest porównanie z analizą piasku z pryzmy rezerwowej. Charakterystyczna dla piasku filtracyjnego jest wysoka aktywność b około 5000 Bq/kg, spowodowana głównie kumulacją radiopotasu 40K. Na aktywność beta piasku filtracyjnego składa się również promieniowanie osadzonego tam cezu 137Cs (285 - 374 Bq/kg), który jest emiterem promieniowania beta i gamma, jak również innych emiterów promieniowania beta z szeregu uranowo - radowego, jak tor 234Th, palad 234Pa, ołów 214Pb, bizmut 214Bi, ołów 210Pb, bizmut 210Bi, oraz z szeregu uranowo - aktynowego: rad 228Ra, aktyn 228Ac, ołów 212Pb i toluen 208Tl. Skrócony zapis analizy radiologicznej nie pozwala na ocenę równowagi promieniotwórczej w wymienionych szeregach, można jedynie ocenić stopień koncentracji radu 226Ra, którego aktywność (290 - 343 Bq/kg) zbliżona jest do aktywności fosforytów (490 Bq/kg). Na uwagę zasługuje wysoka koncentracja radionuklidów z szeregu uranowo - torowego. Aktywność toru 228Th (628 - 911 Bq/kg), reprezentanta szeregu uranowo - aktynowego, jest większa od aktywności radionuklidów z szeregu uranowo - radowego. Z porownań wynika, że koncentracja radu na złożu filtracyjnym jest większa niż jego zawartość w popiołach paleniskowych elektrociepłowni węglowej, a w przypadku toru trzykrotnie przekracza dopuszczalną normę dla odpadów przemysłowych wykorzystywanych do niwelacji terenowych (Ryc. 1. Wykres porównawczy skażeń). Należy zakładać, że koncentracja radionuklidów ulega zmianom w cyklu użytkowania złoża filtracyjnego a znaczna ich część jest usuwana podczas płukania piasku.

Woda w miejskiej sieci wodociągowej

Rutynowe badania jakości wody z miejskiej sieci wodociągowej, prowadzone przez laboratorium Wodociągów, obejmują oznaczenie globalnej aktywności beta (0,3 - 0,4 Bq/l), innych oznaczeń radiologicznych brak. Według pomiarów Sanepidu z 1994 r. (Michalak R., 1994) woda na ujęciu komunalnym w Dębinie wykazywała aktywność globalną beta na poziomie 0,3 Bq/l. W roku 1995, w laboratorium IMGW wykonano sondażowy pomiar globalnej aktywności gamma wody wodociągowej. W próbce pobranej na terenie laboratorium, stwierdzono relatywnie wysoką aktywność gamma 8,43 Bq/l (Pawuła A., Leki M., 1995).

Próbka wody wodociągowej do szczegółowej analizy scyntylacyjnej, pobrana dnia 3.08.1998 r., została przekazana do Centralnego Laboratorium Ochrony Radiologicznej w Warszawie. Wyniki analizy w formie skróconej, przedstawiono w tabeli 7.

Tabela 7. Analiza radiologiczna wody wodociągowej [Bq/l]

40K

234Th

226Ra

210Pb

228Ac

137Cs

0,166

<0,002

0,00135

0,00785

0,0021

<0,0025

Źródło: Zakład Skażeń Promieniotwórczych CLOR, Warszawa,1999.

Analiza scyntylacyjna wody wodociągowej wykazała obecność tych samych radionuklidów, jakie występują w wodzie rzecznej, tylko w zmniejszonych ilościach. Aktywność potasu w wodzie wodociągowej jest niższa o około 30%. Jeśli chodzi o radionuklidy szeregu uranowo-radowego: tor 234Th może występować w ilościach śladowych, rad 226Ra (0.00135 Bq/l) stanowi 40% aktywności radu w wodzie rzecznej, natomiast aktywność ołowiu 210Pb jest stosunkowo większa, bo stanowi ponad 55% aktywności tego nuklidu w wodzie rzecznej. Obserwuje się więc w wodzie wodociągowej, jeszcze większą nierównowagę promieniotwórczą szeregu uranowo - radowego, charakteryzujacą się zwiększoną koncentracją nuklidów z dolnej części szeregu. Takie zjawisko nierównowagi promieniotwórczej można interpretować własnościami migracyjnymi radu i radonu. Jeśli chodzi o szereg uranowo - aktynowy, to aktywność aktynu 228Ac jest podobna do aktywności tego nuklidu, stwierdzonej w wodzie rzecznej i wskazuje na dobrą migrację toru i jego pochodnych przez piasek filtracyjny. W wodzie wodociągowej cez 137Cs, który jest obecny w wodzie rzecznej w stężeniu około 0,004 Bq/l, nie występuje w ilościach mierzalnych, to jest na poziomie 0,0025 Bq/l.

Szczególnym radionuklidem pochodzenia geologicznego, występującym w wodzie wodociągowej jest radon 222Rn, którego półokres zaniku jest stosunkowo krótki  -  3,825 dnia. Radon, pochodzacy z przemiany promieniotwórczej radu 226Ra, jest gazem, dobrze rozpuszczalnym w wodzie. Jego pochodne, m.in. ołów 210Pb i polon 210Po, są znowu cialem stałym. Badania wykonane w roku 1994 wykazały stężenia radonu w przedziale od 1,49 do 2,77 Bq/l (Tab. 8). Najwyższe stężenie radonu 2,77 Bq/l stwierdzono z dala od ujęcia wody, w przepompowni wody wodociagowej.

Tabela 8. Radon Rn - 222 w wodzie wodociągowej w Poznaniu

Lokalizacja Rodzaj proby

Data pobrania probki

Data analizy

Zawartość radonu

Bq/l

stacja filtrów Poznan - Dębiec woda surowa                 woda po uzdatnieniu

3.03.1994 3.03.1994

6.03.1994 6.03.1994

     1,491      1,206

stacja filtrów Mosina woda surowa               woda po uzdatnieniu

3.03.1994 3.03.1994

6.03.1994 6.03.1994

    2,076     2,412

przepompownia Poznań, Koronna woda z miejskiej sieci wodociagowej

3.03.1994

6.03.1994

2,775

Źródło: Zakład Ochrony Radiologicznej i Radiobiologii PZH, Warszawa, 1994

Ocena jakości wody wodociągowej według kryterium radiologicznego

Kryterium radiologicznej oceny jakości wody jest dawka promieniowania jonizującego, jaką otrzymuje się przez jej picie. Jednostką równoważnej dawki promieniowania jest 1 sivert     [1 Sv], definiowany jako iloczyn mocy pochłoniętej dawki promieniowania, wyrażonej w greyach [1 G = 1 J/kg] i współczynnika względnej skuteczności biologicznej WSB. W przypadku promieniowania beta i gamma WSB=1, w przypadku emisji cząstek alfa WSB=20. Moc dawki uzależniona jest od ilości energii rozpadów promieniotwórczych pochłoniętej przez jednostkę masy określonego organu lub całego organizmu.

Tabela 9. Współczynniki konwersji aktywności na dawkę promien. jonizujacego [mSv/Bq]

Radionuklid

Współczynnik konwersji  -               dla osoby dorosłej */

Współczynnik konwersji   -              dla dziecka **/

Potas 40K

5,0*10 - 6

4,0*10 - 5

Cez 137Cs 

1,3*10 - 5

1,0*10 - 4

stront 90sr

2,8*10 - 5

2,2*10 - 4

Uran 238U

3,6*10 - 5

2,9*10 - 4

Uran 234

3,9*10 - 5

3,1*10 - 4

Rad 226Ra

2,2*10 - 4

1,8*10 - 3

Rad 228Ra

2,7*10 - 4

2,2*10 - 3

Polon 210Po

6,2*10 - 4

5,0*10 - 3

Olow 210Pb

1,3*10 - 3

1,0*10 - 2

Tor 232Th

1,8*10 - 3

1,4*10 - 2

*/ dane Światowej Organizacji Zdrowia (WHO, 1993)

**/ wielkości uwzględniające mniejszą masę ciała dziecka

Wzajemną relacją między aktywnością pochłoniętego radionuklidu, wyrażoną w liczbie rozpadów na sekundę [Bq] a równoważną dawką pochłoniętego promieniowania, wyrażonego w siwertach, jest współczynnik konwersji. W załączonej tabeli zestawiono współczynniki konwersji według wzrastającej toksyczności radionuklidu (Tab.9).W stosunku do radonu, pochłoniętego razem z wodą, przyjmuje się współczynnik konwersji w zależności od wieku i masy ciała 2,0*10 - 5  -  7,0*10 - 5 mSv/Bq (Pachocki K., 1995), dla dzieci można więc przyjąć 1,6*10 - 4 mSv/Bq.

Według zaleceń Światowej Organizacji Zdrowia (WHO, 1993) wstępną ocenę jakości wody, można dokonac na podstawie globalnej aktywności alfa i beta. Jeśli globalna aktywność a nie przekracza 0,1 Bq/l oraz globalna aktywność b nie przekracza 1 Bq/l, to woda może być uznana jako nadająca się do picia. Jeśli natomiast powyższy warunek nie jest spełniony, to wymagana jest szczegółowa analiza występujących w wodzie radionuklidów i obliczenie równoważnej dawki promieniowania, która nie może przekroczyć 0,1 mSv/rok (Tab.10).

Tabela 10. Kryteria oceny radiologicznej wody pitnej według WHO

Kryterium

radioaktywność / dawka

1. Globalna aktywność alfa

oraz globalna aktywność  beta

=< 0,1 Bq/l

=< 1 Bq/l

2. Równoważna dawka promieniowania jonizujacego

=< 0,1 mSv/rok

Źródło: WHO, 1993.

W przypadku wody wodociągowej w Poznaniu spełniony jest warunek dotyczący globalnej aktywności beta (0,3 Bq/l), natomiast brak jest określenia globalnej aktywności alfa. Istnieje jednak potencjalne zagrożenie radioaktywnym opadem atmosferycznym. W okresie skażenia czernobylskiego, analizy wody wodociagowej z ujęć infiltracyjnych wykazały bowiem aktywność beta na poziomie 100 Bq/l (Pachocki, Majle, 1992).

Wykonana analiza radiologiczna pozwala na wstępne określenie równoważnej dawki promieniowania jonizującego. Obliczenia dokonano dla osób dorosłych, przy założeniu spożycia dwóch litrów na dobę, oraz dla dzieci , przy założeniu konsumpcji tylko jednego litra na dobę.

Tabela 11. Równoważna dawka promieniowania jonizującego, otrzymywana przez osobę dorosłą, przy konsumpcji wody w ilości 2 l/dobę

Radionuklid

współczynnik konwersji [mSv/Bq]

aktywność [Bq/l]

dawka [mSv/rok]

Potas 40K

5,0*10 - 6

0,166

0,0006

Cez 137Cs

1,3*10 - 5

 0,0025

0,0000

Tor 234Th

1,8*10 - 3

 0,002

0,00

Aktyn 228Ac 

2,7*10 - 4

0,0021

0,0004

Rad 226Ra

2,2*10 - 4

0,00135

0,0002

Radon 222Rn 

2,0*10 - 5

2,5

0,0365

Polon 218Po 

6,2*10 - 4

0,00785

0,003

Ołów 214Pb 

1,3*10 - 3

0,00785

0,007

Bizmut 214Bi 

1,3*10 - 3

0,00785

0,007

Polon 214Po 

6,2*10 - 4

0,00785

0,003

Ołów 210Pb 

1,3*10 - 3

0,00785

0,00745

Bizmut 210Bi 

1,3*10 - 3

0,00785

0,007

Polon 210Po 

6,2*10 - 4

0,00785

0,00355

Razem 0,0757 mSv/rok

Tabela 12. Równoważna dawka promieniowania jonizującego, otrzymywana przez dziecko, przy konsumpcji wody w ilości 1 l/dobę

Radionuklid

współczynnik konwersji [mSv/Bq]

aktywność [Bq/l]

dawka [mSv/rok]

Potas 40K

4,0*10 - 5

0,166

0,002

Cez 137Cs

1,0*10 - 4

 0,0025

0,0000

Tor 234Th

1,4*10 - 2

 0,0025

0,0

Aktyn 228Ac 

2,2*10 - 3

0,0021

0,002

Rad 226Ra

1,8*10 - 3

0,00135

0,0009

Radon 222Rn 

1,6*10 - 4

2,5

0,146

Polon 218Po 

5,0*10 - 3

0,00785

0,014

Ołów 214Pb 

1,0*10 - 2

0,00785

0,03

Bizmut 214Bi 

1,0*10 - 2

0,00785

0,03

Polon 214Po 

5,0*10 - 3

0,00785

0,014

Ołów 210Pb 

1,0*10 - 2

0,00785

0,03

Bizmut 210Bi 

1,0*10 - 2

0,00785

0,03

Polon 210Po 

5,0*10 - 3

0,00785

0,014

Razem 0,282 msv/rok

W tabelach 11 i 12  -  radionuklidy oznaczone metodą scyntylacyjną wyróżnione zostały czcionką pogrubioną. Przy interpretacji analizy założono stan równowagi promieniotwórczej w dolnej części szeregu uranowo - radowego i przyjęto dla tych radionuklidów aktywność oznaczonego ołowiu 210Pb. Dla radionuklidów nie wymienionych w tabeli 8, a więc dla aktynu  Ac - 228 przyjęto przez analogię współczynnik konwersji radu Ra - 228, dla toru Th - 234 współczynnik konwersji toru Th - 232, dla polonu Po - 218 i Po - 214 współczynnik konwersji polonu Po - 210 oraz dla ołowiu Pb - 214 i bizmutu Bi - 214, Bi - 210 współczynnik konwersji ołowiu Pb - 210.  

Wykonane obliczenia (Tab. 11, 12) wskazują, że zalecenia WHO co do dopuszczalnej dawki promieniowania jonizującego [0,1 mSv/rok] spełnione są w odniesieniu do osób dorosłych. Woda wodociagowa nie spełnia jednak tego kryterium wobec dzieci. Jak już wspomniano, niniejsze badania są jednorazowe i mają charakter wstępny.

Jak wynika z zestawienia radionuklidów występujących w wodzie, skażenie powodują przede wszystkim radionuklidy pochodzenia geologicznego a najpoważniejsze zagrożenie stanowi radon, około 50 % udziału w obliczonej dawce. Problem radonu jest jeszcze sprawą dyskusyjną, bowiem łatwo ulatnia się w trakcie przelewania lub gotowania wody. Dlatego zgłaszane są propozycje liberalizacji normatywu WHO. Na przyklad Amerykańskie Stowarzyszenie Badań Wody (JAWWA, 3, 1992) uważa, że przy założeniu ograniczonej konsumpcji wody w ilości 0,5 l/dobe, można dopuścić stężenie radonu na poziomie 11 Bq/l (300 pCi/l)! Można się jednak nie zgodzić z taką opinią.

Z przeprowadzonych badań wynika ogólny wniosek, że problem skażenia radioaktywnego wody z ujęć infiltracyjnych jest istotny i że zagrożenie stanowią radionuklidy pochodzenia geologicznego. Mimo iż radionuklidy pochodzenia geologicznego określane są często jako naturalne, to ze względu na ich pochodzenie, m.in. z rolniczych nawozów mineralnych, winny być zaliczane do skażeń antropogenicznych. Należy również stwierdzić, że istnieje potencjalne zagrożenie z powierzchniowych i atmosferycznych źródeł sztucznych, czego dowodem jest obecność radioaktywnego cezu.

Dla potwierdzenia zaobserwowanych zjawisk i wniosków pożądane są dalsze badania i pełniejsze analizy radiologiczne środowiska. Wyjaśnienia wymaga między innymi globalna aktywność gamma wody, której wysoką wartość sygnalizowano w analizie sondażowej.

Literatura

  1. Chudy R., 1999: Zagrożenie radiologiczne infiltracyjnych ujęć wody, na przykładzie ujęcia "Dębina". Praca magisterska, Instytut Geologii UAM w Poznaniu.
  2. GUS, 1997: Ochrona Środowiska, Warszawa.
  3. Michalak R.,1994: Orzeczenie z pomiarów skażeń radiologicznych wody i złóż filtrujacych w Przedsiębiorstwie Wodociągów i Kanalizacji w Poznaniu. Oddzial Ochrony Radiologicznej WSSE w Poznaniu.
  4. Pachocki K., Majle T., 1992: Następstwa awarii elektrowni jądrowej w Czernobylu, w odniesieniu do terytorium Polski. Post. Fiz. Med., 27, 1 - 2.
  5. Pachocki K., 1995: Radon w środowisku. Wyd. Fundacji "Ekologia i zdrowie", Warszawa
  6. Pawuła A., 1995: Zagrożenie radiologiczne wód infiltracyjnych. Mat. Konf. Współczesne problemy hydrogeologii, T. VII, 383 - 387, Kraków - Krynica.
  7. Pawuła A., Leki M., 1995: Aspekt radiologiczny w ocenie jakości wody Warty, jako źródła zasilania ujęć komunalnych Poznania. (w:) Wody powierzchniowe Poznania, Wyd. SORUS, Poznań.
  8. Peńsko J., 1996: Rad w środowisku wodnym.(w:) Postępy Techniki Jądrowej, 4, 1 - 21.
  9. PIOŚ, CLOR, PAA, 1998: Radiologiczny atlas Polski 1997. Bibl. Monitoringu Środowiska, Warszawa.
  10. WHO, 1993: Guidelines for drinking-water quality. Geneva.

_______________________________________________

Adres do korespondencji: pawula@main.amu.edu.pl