Uppsats i radioekologi

Transkript

1 Uppsats i radioekologi Stefan Bengtsson Handledare Klas Rosén Radioekologin och strålningseffekter på ekosystem och populationer efter radioaktiv spridning 7,5 hp Institutionen för mark och miljö, SLU

2 Innehållsförteckning 1 Radioaktivtsönderfall Alfasönderfall Betasönderfall Negatronsönderfall eller β - -sönderfall Positronsönderfall eller β + -sönderfall Elektroninfågning Gammasönderfall eller gammautstrålning Ren γ-vågs utstrålning Intern konversion Par produktion (PP) Utsläpp av radioaktiva nuklider till miljön (Antropogen radioaktivitet) Kärnvapen Utsläpp från kärnkraftverk Transport av radionuklider i mark-vatten systemet Transport av radionuklider i mark-vatten systemet Transport av radionuklider i skogsmark Transport av radionuklider i ren Transport av radionuklider i lantbruket Effekter av strålning Effekter av strålning hos människan Överföring av radionuklider Spridning och deponering Våtdeponering Torrdeponering Motåtgärder Motåtgärder inom lantbruket Motåtgärder inom skogsbruket Gränsvärden Provtagning för mätningar av radionuklider Jordprover Växtprover Svampprover Detektorer Verksamma egenskaper Halvledardetektorer n-typ och p-typ halvledare Litiumdriven halvledardetektor S ida

3 7 Naturlig radioaktivitet Kosmisk strålning Tritium Kol Ursprungliga radionuklider Transuraner Torium och uran Torium Uran Radium och radon Referenser S ida

4 1 Radioaktivtsönderfall Aktiviteten vid radioaktivtsönderfall är definierat som relationen av antalet sönderfall per sekund av en specifik isotop. SI enheten för aktivitet är den inbördes sekunden som kallas Becquerel (Bq eller s -1 ) (mesures, 2006; AMAP, 1998). Processen vid radioaktivtsönderfall är en naturlig och spontan nukleär transformation (Choppin et al., 2002) som sker genom att emittera partiklar eller sända ut elektromagnetiskstrålning (Ehmann & Vance, 1991). Processen kan inte påverkas av tryck och temperatur, varken kemiskt (Choppin et al., 2002) eller fysiskt (Ehmann & Vance, 1991). Det tidsberoende vid radioaktivtsönderfall är formulerat som den fysiska halveringstiden (t ½ ) (Choppin et al., 2002). Den fysiska halveringstiden är definierad som den tid som krävs för att hälften av ett statistiskt antal radioaktiva atomer i ett prov ska sönderfalla (Ehmann & Vance, 1991). Ekvationen för den fysiska halveringstiden uttrycks i ekvation nr. 1 där A är antalet atomer som är kvar efter tiden t har passerat, A 0 är antalet atomer vid start och λ är en sönderfallskonstant. (Ehmann & Vance, 1991) Sönderfallskonstanten är uttryckt i ekvation nr. 2 (Norwegian University of Life Sciences, 2009). (1) (2) Efter att en halveringstid har passerat, så har 50 % av de radioaktiva atomerna i ett prov statistiskt sönderfallit och efter två halveringstider så återstå endast 25 % av de radioaktiva atomerna. När tre halveringstider har passerat så kommer det statistiskt att finnas 12.5% av de radioaktiva atomerna kvar. (Loveland et al., 2006) Relation beskrivs i figur Radioaktivtet Halveringstid Figur 1.1: Relationen av halveringstid och radioaktivitet (Loveland et al., 2006). 4 S ida

5 Det finns två andra koncept av halveringstider, den effektiva biologiska halveringstiden och den effektiva ekologiska halveringstiden. Den effektiva biologiska halveringstiden är funktionen mellan den biologiska halveringstiden av radionukliderna i organismen och den fysiologiska halveringstiden av radionukliden och är beskrivet i ekvation nr. 3. (Howard B.J. et al., 1996) Den effektiva ekologiska halveringstiden är funktionen mellan grundämnen i en komponent av ett ekosystem och den fysiska halveringstiden av radionukliden och är beskrivet i ekvation nr. 4. (AMAP, 1998) T ½eff och T ½eco beskriver endast förlusten över en lång tidsperiod och omfattar fler än en radionuklid. Konceptet tar inte hänsyn till minskning av aktivitet koncentrationen på kortsikt vilket ofta sker under de första månaderna efter en deponering. Vidare tar konceptet endast hänsyn till relationen av deponering på mark och kontaminering av växter och djur. (Howard B.J. et al., 1996) (3) (4) 1.1 Alfasönderfall Alfasönderfall sker endast hos de grundämnen som är tyngre än bly och för de som är några nuklider lättare än lantangrundämnena (Choppin et al., 2002). Vid alfasönderfall så skickas partiklar ut som består av två protoner och två neutroner vilket är 4 He atomer (Ehmann & Vance, 1991). Alfasönderfall beskrivs i ekvation nr 5. Sönderfallsenergin vid alfasönderfall är beräknad från den kända atommassan. Energin kallas för Q-värdet vilket härstammar från reaktionen. Q- värdet för alfasönderfall är definierat enligt. (Choppin et al., 2002) 1.2 Betasönderfall β-sönderfallsprocessen består av elektron- (Choppin et al., 2002) eller negatronsönderfall (Ehmann & Vance, 1991) (β - eller ), positronsönderfall (β + eller ) och elektroninfångningssönderfall (EC eller ε (Ehmann & Vance, 1991)) (Choppin et al., 2002). När ett β-sönderfall sker så måste detta ske under åtskilda kvantumnivåer hos modernukliden och dotternukliden. Nivån på kvantumet hos nukliden är definierat av antalet kvantum och betydelsen av det nukleära spinnet. För att relationen hos nukliden ska bestå, måste impulsmoment behållas hos nukliden. Ett exempel av β-sönderfall kan skrivas som 137 Cs 137m Ba + β -. När man subtraherar alla spinnen i exemplet så kommer det att på den högra sidan att bli 11/2 + 1/2 eller 6 och på den vänstra sidan att bli 7/2 och skillnaden i spinn är 5/2 spinnenheter. Detta faktum att det finns ett problem på spin skillnaden fick W. Pauli, 1930, att anta att det i β-sönderfall måste finnas en annan partikel involverad (Wolfgang, 1930) och denna partikel kallas för neutrino (v) och var 1956 bekräftad av C.L. Cowan (Cowan et al., 1956). (5) 5 S ida

6 Neutrinon har ett spinvärde på 1/2, en elektrisk laddning på 0 och en massa av 0. Neutrinon kan ha två former och den andra formen är kallad för antineutrino ( ). Neutriner sänds ut vid ett positronsönderfall och antineutriner vid elektronsönderfall. (Choppin et al., 2002) Negatronsönderfall eller β - -sönderfall Sönderfallsprocessen beskrivs i ekvation nr. 6 (Choppin et al., 2002; Ehmann & Vance, 1991) Positronsönderfall eller β + -sönderfall Vid positronsönderfall så sänds en positron ut istället för en elektron. Positronen har samma massa som elektronen men är positivt laddad. (Cutnell & Johnson, 2001) Positronsönderfall processen beskrivs i ekvation nr. 7 (Choppin et al., 2002; Ehmann & Vance, 1991) Elektroninfågning Om energin hos sönderfallet är lägre än 1.02 MeV så måste betasönderfallet ske som elektroninfågning (EC). I EC processen kommer endast neutriner att utsändas (Loveland et al., 2006) EC sönderfallet beskrivs i ekvation nr. 8 (Choppin et al., 2002; Ehmann & Vance, 1991). (6) (7) 1.3 Gammasönderfall och gammautstrålning När α-sönderfall eller β-sönderfall sker så exalteras dotternukliden och energin som frigörs transformeras till antingen γ-strålning eller som inre konvertering (Choppin et al., 2002) och dessa två typer kallas för γ-sönderfall. Gammasönderfall är en form av elektromagnetiskstrålning som utsänds när nukliden transformeras från ett högre exalterat tillstånd till ett lägre exalterat tillstånd. γ-strålning beskrivs i ekvation nr 9. Det finns tre vanliga typer av γ-strålning, de kallas för den rena γ-våg utstrålningen, inre konvertering och par produktion (PP) (Ehmann & Vance, 1991). Energin från γ-sönderfall varierar från ett par kev upp till många MeV(Loveland et al., 2006) Ren γ-vågs utstrålning Utstrålningen av γ-våg sker sekunder efter att α- eller β-sönderfall inträffat. Energin som frisläpps av sönderfallet sprids av γ-våg kvantumet (E γ ) och den kinetiska energin från den återfallande nukliden (E d ). Gammavågorna kan slås samman med elektronerna i omloppsbanan (9) (8) 6 S ida

7 hos andra atomer och när detta sker så kommer den senare elektronen att drivas bort från atomen med en viss kinetiskenergi. (Choppin et al., 2002) Intern konversion Intern konversion sker inuti atomen när den utsätts för ett radioaktivtsönderfall. Vågfunktionen hos elektronerna i omloppsbanan kan överlappa vågen från en exalterad nuklid och den exalterade energin från nukliden förflyttas till elektronen i omloppsbanan som frigörs från atomen med en viss kinetiskenergi (E e ). I processen frigörs inga γ-vågor, den interna konversionen beskrivs i ekvation nr. 10. Energin från den interna konversion elektronen är den samma som övergångsenergin på den nukleära nivån subtraherat med bindningsenergi hos atomelektronen. På grund av tomrummet i atomens omloppsbana så kommer röntgenstrålning och Auger-elektroner att utsändas. Intern konversion och ren γ utsändning kommer att bli komplett i processen. (Ehmann & Vance, 1991) Nivån på antalet intern konversionselektroner och antalet ren γ utsändning kallas för konversion koefficienten och beskrivs i ekvation nr. 11 där α i är konversions koefficient, ek är förhållandet av K-elektroner som sänds ut och I γ är gamma mängden som sänds ut. (Choppin et al., 2002) (10) (11) Par produktion (PP) Par produktion sker vid energier över 1.02 MeV och under processen kommer energin från övergången att frigöras som ett elektron-positron par som sänds ut från nukliden. Den totala energin är den samma som skillnaden mellan övergångsenergien och den energi (1.02 MeV) som krävs. Par produktionen beskrivs i ekvation nr. 12. (Ehmann & Vance, 1991) (12) 7 S ida

8 2. Utsläpp av radioaktiva nuklider till miljön (Antropogen radioaktivitet) Radioaktiva nuklider har vid upprepade tillfällen blivit utsläppta till miljön på grund av stora händelser från olika källor. De tre viktigaste utsläppskällorna har varit från (1) kärnvapenprov t.ex. Marshallöarna, Maralinga, Australia, Mururoa, Franska Polynesien, Nevada Test Site, USA and Semipalatinsk, Kazakhstan (Salbu et al., 2004). (2) Från nukleära installationer t.ex. upparbetningsanläggningar av kärnbränslen i Sellafield och Dounreay i Storbritannien och den franska anläggningen vid Cap La Hague i Frankrike (Salbu et al., 2003). (3) Från kärnolyckor t.ex. utsläpp av uran till atmosfären från reaktorn vid Windscale i Storbritannien, utsläppen av radioaktiva nuklider vid explosionen och branden vid Tjernobylreaktorn, utsläpp av radioaktiva nuklider från US B52 flygplanet och som kraschade i Palomares, Spanien (Salbu, 2000a). Vid ett utsläpp av urandioxidpartiklar på grund av en olycka oxideras dessa partiklar till U 3 O 8 och beroende på temperaturen omvandlas partiklarna till rörliga radionuklider som t.ex. 137 Cs and 90 Sr. Största delen av utsläppet av radionuklider vid ett kärnvapenprov eller nukleärolycka består av dessa partiklar eller aggregat ( 0.45 μm). (Salbu, 2000b) Största delen av radionuklider vid tester, olyckor och vid den normala bränslecykeln är kortlivade (Choppin et al., 2002). Dessa kortlivade radionuklider har stor betydelse för människan under den första tiden efter t ex en olycka. Det är framförallt nukliderna 132 I, 133 I och 135 I, som har störst betydelse under de första 24 timmarna och 131 I under den första veckan efter ett utsläpp. (Andersson et al., 2002) Det finns ett antal radionuklider som är har betydelse för människan under ett längre perspektiv (se tabell 2.1). Men det är nukliderna 90 Sr- 90 Y och 137 Cs- 137m Ba vilka är mycket aktiva både geologiskt och biologisk som är ett stort strålningsbekymmer för människan. (Choppin et al., 2002) 8 S ida

9 Tabell 2.1: Långlivade radionuklider bildade vid fission (Choppin et al., 2002). Nuklid Halveringstid (år) 79 Se <6, Kr 10,72 87 Rb 4, Sr 90 Y 28,5 93 Zr 93m Nb 1, Tc 2, Pd 6, Sn 126m2 Sb ~ ml Sb 126 Sb 129 I 1, Cs 2, Cs 3, Cs 137m Ba 30,0 151 Sm Eu 8,8 155 Eu 4, Kärnvapen Det utfördes kärnvapentest i atmosfären framtill 1990 och det totala utsläppet av radionuklider uppgick till Bq. Största delen av resterna i troposfären stannade ca 30 dagar och orsakade nedfall områden som gränsade till testområdet. Men en del av resterna passerade troposfären och in i stratosfären där de transporterades med vindar runt planeten. (Choppin et al., 2002) 2.2 Utsläpp från kärnkraftverk Kärnkraftverk släpper ut en kontrollerad mängd radionuklider och är noga kontrollerade av strålsäkerhetsmyndigheter. Utsläppen är låga jämfört med de naturliga radionukliderna. (Choppin et al., 2002) 2.3 Transport av radionuklider Transport av radionuklider i mark-vatten systemet Transporten av radionuklider i ett ekosystem är beroende på relationen mellan partikelns vittringsnivå och nivån av växelverkan hos de rörliga radionukliderna (Salbu, 2000b) relaterat till deras fysiska-kemiska form (Oughton et al., 2000). Viktiga transportsfaktorer för radionuklider i t.ex. regnvatten och markvatten är pseudokolloider som formas genom interaktionen av reaktiva radionuklider med ytan på naturliga kolloider eller pseudokolloida material. Radionuklider som integrerar med kolloider och partiklar tas upp inert och den biologiska upptagningen hos växter och djur är låg. Kolloiderna och partiklarna kommer att fungera som transportfaktorer för 9 S ida

10 radionukliderna i mark-vatten systemet. Vid en inhomogen distribution av radionuklider i marken så beror detta på deponeringen av radioaktiva aggregat och partiklar. (Salbu, 2000b) Det finns olika processer i mark-vatten systemet som har effekt på rörlighet och transport av radionuklider till växter genom rot upptaget. Oftast är de rörliga radionukliderna beskrivna som mobilasorter i marken och kallas för sorter med en låg molekylär massa (LMM). LMM sorterna kallas för fria joner eller instabila sorter i litteraturen och består av katjoner, hydratjoner, laddade komplex, organmetall sammansättningar och lipofilakomplex. Dessa LMM sorter är så pass stabila att de passera genom biologiska membraner. (Salbu, 2000b) Transporten av radionuklider i mark-vatten systemet kan modelleras genom att använda distributionskoefficienten (K d (Bq kg -1 mark)) (Salbu, 2000b). Distributionskoefficient är oftast beskriven enligt ekvation nr. 13 Ekvationen kan endast användas om den totala mängden radionuklider i marken är i jämvikt och har ett utbyte med andra radionuklider i marklösningen. Distributionskoefficient tar inte hänsyn till sorbtionsmekanismer och den tar även inte hänsyn till termer som fastställer kapaciteten av tillgängligt sorbtion. (Oughton et al., 2000) (13) Transport av radionuklider i skogsmark På näringsfattiga skogsmarker så är den vertikala migrationen av radionuklider låg (Vinichuk et al.; Rosen et al., 2009), endast i de översta fem till tio cm (Johansson, 1994), men har en hög biologisktillgänglighet. Det utbreda svampmycelet bidrar till transporten av radionuklider genom ett uppåtgående flöde vilket bidrar till att migrationen nedåt blir väldigt låg. (Vinichuk et al.; Rosen et al., 2009) Svamparna är den viktigaste delen i ett skogsekosystem då de reglerar transport processer, upptag och omfördelning av näringsämnen och radionuklider. Svampar binder och fäller ut radionuklider och påverkar indirekt radionuklidernas rörlighet i skogsmarker. Växtrötterna är ofta sammanväxta med symbiotiska svampar vilka utvecklar mykorrhiza. (Steiner et al., 2002) Ekosystemet hos högmossar skiljer sig från skogen när det kommer till transport av radionuklider. Högmossar har inte svampmycel vilket leder till att den nedåtgående transporten av radionuklider hos Sphagnum lagret kommer att vara större. Den biologiska tillgängligheten är högre än hos skogen för de växter som växer på en högmosse. (Vinichuk et al.; Rosen et al., 2009) Detta beror på det horisontella flödet av vatten hos mossen (Vinichuk et al.). Överföringen av radionuklider till skogsdjur beror på djurens födointag. Älgens föda består till största del av mjölke, björk och blåbär. Älgen har en relativ låg konsumtion av svamp, oftast 1-2% av det totala födointaget. Rådjurets föda däremot varierar kraftigt under året och de har ett 10 S ida

11 stort intag av svamp när detta finns tillgängligt. Detta leder till att överföringen av radionuklider är både större och varierar i högre grad hos rådjur än hos älg. (Johansson, 1994) Transport av radionuklider hos ren Renen är det djur som tar upp den största mängden radiocesium och detta är beroende på renen födointag. Renens födointag består i största del under vintertiden av olika lavar t ex Cladonia och Cladina. Laven tar upp sina näringsämnen i största del från den omgivande luften. Vid ett radioaktivt nedfall så kommer laven att ta upp en stor del av det radioaktiva nedfallet vilket leder till att höga nivåer av radionuklider i lavar uppstår. Renarnas födointag ändras under sommartiden till örter, gräs och löv. Detta leder till att koncentrationen av radionuklider i renens muskulatur minskar snabbt under växtsäsongen och ökar igen under vintertid då deras födointag ändras till lavar. (Åhmann, 2005) Transport av radionuklider i lantbruket När ett nedfall sker i lantbruket så är det framförallt radioaktivt jod, cesium och strontium som är viktiga att fokusera på. Växande grödor tar upp radionuklider i olika nivåer beroende på dess utvecklingsstadium. Vid ett väl utvecklat stadium hos grödan kommer största delen av nedfallet av radionuklider att tas upp direkt av bladverket på grödan. Ett nedfall som sker tidigt på växtsäsongen leder till att det största upptaget sker genom rötterna. Det är framförallt de långlivade radionukliderna som kommer att tas upp vid ett upptag från rötter. Nedfall som sker vid skörd leder till att höga halter av radionuklider förs över till spannmålskärnan hos grödorna. Vid grönsaksodling sker en stor överföring av radionuklider beroende på att grönsaker har en stor blad yta som fångar upp nedfallet. (Andersson et al., 2002) Jod överförs snabbt från betet till mjölk hos djur som betar på ett område som har fått ett nedfall av radionuklider. Cesium och strontium förs över från betet till mjölk och till muskelvävnaden hos djur. Detta är ett problem för djur som används till mjölk- och köttproduktion. (Andersson et al., 2002) 2.4 Effekter av strålning För att kunna hantera effekterna av strålning så har man introducerat olika dosbegrepp. Den absorberade dosen är ett mått på den nivå av energin från strålningen som en kropp tar upp per sin viktenhet (Andersson et al., 2002) och har SI-enheten gray (Gy) (J/kg eller m 2 s -2 ) (mesures, 2006). Den ekvivalenta dosen är mängden strålningsenergi och till att de olika strålningstyperna har olika effekter. Begreppet används för att bestämma gränsvärden för olika organ (Andersson et al., 2002) och SI-enheten är sievert (Sv) (J/kg eller m 2 s -2 ) (mesures, 2006). Det tredje dosbegreppet är den effektiva dosen vilken beskriver hur olika organ är känsliga för strålning. Den effektiva dosen har samma enhet som den ekvivalenta dosen, Sv. (Andersson et al., 2002) 11 S ida

12 Olika typer av radioaktivstrålning har olika effekter på organismer (se figur 2.1). För att kunna hänvisa till dessa olikheter så har strålningsbelastningsfaktorn (W R ) introducerats och den biologiska effektiva dosen kan beräknas genom att använda ekvation nr. 14. D T,R (i gray) är den genomsnittliga dosen som absorberas, T refererar till kroppsorganen, R är den radioaktivastrålningen (AMAP, 1998) och H T är den ekvivalenta dosen (Isaksson, 2002) i Sieverts (Sv). Enheten är relaterad till den effektiva dosen i Joule per kilogram (AMAP, 1998). Man måste också ta hänsyn till att olika celltyper är olika känsliga för radioaktivstrålning (Choppin et al., 2002). Detta är kallas för viktningsfaktorn (W T ) (Isaksson, 2002). Den effektiva ekvivalenta dosen är uträknad från detta med hjälp av ekvation nr. 15. E är den effektiva dosen, H T är den ekvivalenta dosen i en specifik vävnad eller organ (Streffer, 2004) och W T är viktningsfaktorn (Isaksson, 2002). Viktningsfaktorn (Isaksson, 2002) är mycket viktig t.ex. när man utvärderar effekterna av radionuklider invärtes (Choppin et al., 2002). Marker och sediment innehåller den högsta lagrade nivån av radionuklider i miljön och är den viktigaste källan till omfördelningar av radionuklider till ytan och grundvattnet. Omfördelningen är beroende på den kemiska formen av radionukliderna och variationer i miljön. (Oughton et al., 2000) Nivån av t.ex. radiocesium i livsmedel är relaterat till upptaget från marken av växter genom rötter. Man har visat att en typisk jord som har ett högt rotupptag av radiocesium är en jord med ett lågt ler och kalium innehåll, ett lågt ph och ett högt innehåll av organiskt material. Radiocesium är biologiskt tillgängligt i dessa marktyper då det inte binder till mark komponenterna. Radiocesium migrerar sakta ner i markprofilen och kommer följaktligen att förbli i det övre lagret under lång tid. (Howard B.J. et al., 1996) (14) (15) Figur 2.1: Känsligheten för radioaktivitet hos olika organismer. (AMAP, 2004) 12 S ida

13 2.4.1 Effekter av strålning hos människan De biologiska effekterna av strålning härstammar ifrån skador på DNA. Om strålning absorberas i biologiska membraner så finns det en möjlighet att strålningen kommer att integreras med viktiga komponenter i cellerna. Strålning kan också integreras med andra atomer eller molekyler i cellerna och detta leder till att fria radikaler bildas som kan spridas och göra skador på viktiga funktioner. (Hall & Giaccia, 2006) Skador på DNA kan leda till celldöd, cancerogenes och mutation (Hall & Giaccia, 2006), kallas för stokastiska effekter (Isaksson, 2002). När DNA strängen utsätts för strålning så kan enkelsträngsbrott eller dubbelsträngsbrott uppstå. Enkelsträngsbrott repareras relativt lätt genom att använda den motsatta strängen. Om det uppstår ett fel vid reparationen så kan det resultera i att mutationer bildas. Dubbelsträngsbrott är mera allvarliga skada som kan ske på DNA vid strålning och kan leda till allvarliga stokastiska effekter. Repration av dubbelsträngsbrott sker genom två processer, homologiskåterförenings repration (HRR) och icke homologiskändeförening (NHEJ) (ände-mot-ände). (Hall & Giaccia, 2006) Strålningsskador som uppstår när hela kroppen blir kraftigt bestrålad kalas för deterministiska effekter (Isaksson, 2002). Kort tid efter bestrålning uppkommer tidiga syntomer som varar under en begränsad tid, prodromal strålningssymptom (Hall & Giaccia, 2006). De deterministiska effekterna uppstår om kroppen bestrålas av 1 Gy eller mer (Isaksson, 2002). Överlevnadstiden och på vilket sätt döden inträffar är beroende på nivån av strålningsdosen. Vid stråldoser på 100 Gy sker döden inom 24 till 48 timmar, cerebrovaskulära syntomer. Stråldoser på 5 till 20 Gy leder till döden efter ett par dagar och kallas för gastrointestinala syntomer. (Hall & Giaccia, 2006) Vid doser som är under 5 Gy är överlevnaden 50 % och den nivån brukar betecknas som LD 50 (Isaksson, 2002). Dos nivåer på 2,5 till 5 Gy så sker döden efter flera veckor upp till två månader och kallas för benmärgsdöd eller hematopoetiska syntomer. (Hall & Giaccia, 2006) 2.5 Överföring av radionuklider Överföringen av radionuklider från mark-vatten systemet till växter och djur är beskrivet genom överföringskoefficienten (TC) (Bq kg -1 vegetation per Bq m -2 mark), överföringsfaktorn (TF) (Bq kg -1 vegetation per Bq kg -1 mark) eller koncentrationsfaktor (CF) (Bq kg -1 djur per Bq kg -1 foder). Dessa koefficienter eller faktorer är relaterade på den totala aktivitetskoncentrationen. TC, TF och CF varierar beroende på växtsäsongen och den tillgängliga informationen i litteraturen. Den höga osäkerheten i dessa faktorer leder till att den totala osäkerheten att förutbestämma konsekvensanalyser blir hög. (Salbu, 2000b) TF g används för att förutsäga överföringen av radionuklider från mark till växter och är beskrivet i ekvation nr. 16 (von Fircks et al., 2002). Överföringsfaktorn kan bestämmas på olika sätt. Det kan vara relationen på nivån av radionuklider i näringskedjan och nivån av samma radionuklid i det närmsta föregående steget i näringskedjan. Det andra sättet är den relation på nivån av radionukliden i animaliskaprodukter 13 S ida

14 och djurets dagliga födointag. Tredje sättet är den relation på nivån av radionuklider i slutledet och den nivån i första ledet i näringskedjan. (Andersson et al., 2002) Det finns ett alternative till TC och TF, nämligen rörlighets faktor (MF). MF är beräknad med hjälp av ekvation nr. 17 (Salbu, 2000b). (16) (17) De rörliga sorterna är relaterade till de sorter som är sammanhängda till den fasta formen i marken och sorter som tas upp av vegetationen. Poolen av rörliga sorter i marken kommer att fungera som en reservoar för rotupptaget. Om de rörliga sorterna som tas upp av vegetationen är inkluderade så kommer MF att ha en lägre känslighet till variationerna under säsongen. (Salbu, 2000b) Relationen mellan upptaget av radionuklider från marken av växterna är relaterat till proportionen av upptaget av olika grundämnen eller sammansättningen av växtrötterna och koncentrationen av aktiviteten i marken. Det kommer att uppstå en konkurrenseffekt mellan radionuklider som har kemiska likheter. Radiostrontium tas upp från många typer av marker och radiocesium tas lättare upp av växtrötter från organiska jordar och mindre från mineraliserade jordar med ett högt innehåll av lermineraler som binder radiocesiumet. (AMAP, 1998) Förenta Nationernas Vetenskapliga Kommitté på Effekterna av Atomisk Strålning, The United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation (UNSCEAR) har utvecklat en modell för att beräkna överföringen av radionuklider från deponering till livsmedel och är beskriven i ekvation nr. 18. Där C i är aktivitetskoncentrationen av radionukliderna i livsmedelskomponenter under året relaterat till deponeringsdensiteten uppskattad under året, F i, under det föregående året, F i-1, under alla föregående år reducerat av exponentiellt sönderfall. Sönderfallet inkluderar både radioaktivtsönderfall och miljöförlust av radionuklider. Koefficienterna b 1, b 2, b 3 och parametern λ är bestämda genom regressionsanalys av mätta deponeringar och dietdata. Överförings koefficient P 23 från deposition till diet är beskriven enligt ekvation nr. 19. P 23 har enheten Bq y kg -1 per kbq m -2 och är tidsintegral av koncentrationen av aktiviteten hos en produkt som kommer från deponeringen av 1 kbq m -2 av en viss radionuklid. (AMAP, 1998) (18) (19) 14 S ida

15 Om ett radioaktivt nedfall kommer att ske så kommer information om överföring till livsmedelsprodukter att krävas. Det har utvecklats modeller mellan det agrikulturella produktionssystemet, mark och vegetationen för att tala om koncentrationsförhållandet för mark till växt och överföringskoefficient för foder till djur. Genom att använda sig av kända värden så kommer inte alla värden som är relaterade till ett givet livsmedels aktivitets koncentration inte att tas till hänsyn. För att inkludera dessa värden så är den totala överföringsfaktorn (T ag ) introducerad och används för att bestämma mängden överföring mellan olika delar i ett halvnaturligt ekosystem efter en olycka. (AMAP, 1998) T ag är beräknad genom att använda ekvation nr. 20 och är uttryckt i m 2 kg -1 eller m 2 L -1. T ag är inte direkt användbart vid direkt deponering av nedfall i vegetationen och koefficienten kan inte användas i situationer då kontinuerlig deponering sker. (Howard B.J. et al., 1996) (20) 15 S ida

16 3 Spridning och deponering Vid ett utsläpp av radioaktiva partiklar till atmosfären är det viktigt att veta var utsläppet kommer att transporteras, var utsläppet kommer att ske och om det finns någon fara för människor eller miljö. Bestämningen av vindhastigheten och riktningen är oftast svår. (Smith, 2001) Föroreningar släpps ut på en låg höjd i gränsen mellan nedersta luftlagren av atmosfären. Om utsläppet har en hög temperatur så bildas en huvudplym som sprids uppåt, på grund av hög energi, in i troposfären. Utsläppet som har passerat in i troposfären kommer, beroende på mixningen av de olika luftlagren, återträda under dagtid. Mixningsprocessen kallas för turbulens och är oftast slumpartad. I troposfären bildas moln och de absorberar energin från den varma luften i gränslagret. Utsläpp som förflyttar sig uppåt in genom molnen kommer att falla ut i gränslagren i form av regn. (Smith, 2001) Figur 3.1: Olika processer som påverkar det luftburna utsläppet (Smith, 2001). Storleken hos den mängd aktivitet som fångas upp av vegetationens bladverk jämfört med den totala deponerade aktiviteten kallas för uppfångningsfraktionen eller uppfångningskoefficienten. Denna relation kan beskrivas med ekvation nr. 21. Där N 0 är antalet partiklar från början, N är antalet partiklar som inte är uppgångna, p är uppfångningsfraktionen, W är vegetationsdensiteten i kg m -2 och µ är en empirisk absorptionskoefficient i m 2 kg -1. Ekvationen talar om att när densiteten hos bladverket ökar så kommer storleken av den totala mängden deponerade radionuklider som fångas upp att öka. Efter att en deponering har inträffat så kommer en utspädning att ske över tid som beror på tillväxten hos växten. Detta kallas för fältförlusten. 16 S ida

17 Radionukliderna kan absorberas av växtvävnaden via absorption genom bladen. Denna process är viktig vid produktion av ätbara växtdelar. (Smith, 2001) eller, (21) 3.1 Våtdeponering Den viktigaste överföringen av radionuklider från atmosfären till ekosystemet på land är genom våtdeposition t.ex. som regn eller snö (AMAP, 1998). Nederbörden är ett effektivt transportsystem av utsläpp i atmosfären. Ett stilla regn transporterar mer per time än vad torrdeposition gör över två eller flera dagar. Våtdeponering kan ske genom två olika former. (Smith, 2001) 1. Uppfångningen i lågmoln genom regndroppar eller snöflingor kallas för utspolning. Upptaget är beroende på nivån av nederbörden R, det förorenade områdets djup h och koncentrationen C i luften. Frekvensen av deponeringen kan beräknas genom att använda ekvation nr. 22, där λ är utspolningskoefficient (0.1), w är våtdeponeringshastighet (100), V W är mellan 1-20 cm s -1, h i meter, C i enheten per m 3, R i mm per timme och D i enheten per m 2. (Smith, 2001) (22) 2. Ett utsläpp i form som partiklar formar kärnor på vilka det kommer att bildas droppar. Denna process kallas för utregning och är effektivare än utspolning. I ekvation nr 22 så kommer w att ha en våtdeponerings hastighet på 500 istället för 100. Upptaget av våtdeponerade radionuklider är väldigt komplext. Upptaget är beroende på bladyteindex (LAI) och mängden på nederbörden. Den kemiska formen som de deponerade radionukliderna kommer att ha, har också en effekt på upptaget. Ytan (epidermis) på växterna har en negativ laddning vilket leder till att upptaget av katjoner kommer att vara mera effektivt än upptaget av anjoner. (Smith, 2001) 3.2 Torrdeponering Radioaktiva partiklar och gaser som är luftburna i det lägsta lagret av atmosfären kan torrdeponeras till vegetationen i tre olika processer. (Smith, 2001) 1. Absorption är processen där upptag av kemiska reaktiva gaser sker, t.ex. jod, genom ytan. 2. Impaktion är när partiklar fångas av bladen eller andra ytmaterial när vinden cirkulerar runt. 3. Sedimentation är när nedfall av tunga partiklar sker. Sedimentationen är endast viktig för partiklar som har en diameter över 20 mikroner. (Smith, 2001) 17 S ida

18 Torrdeponering kan också ske av partiklar som är mindre än 0.1 mikroner på grund av Brownian rörelser på molekylärnivå. Graden av torrdeponering är beskriven med ekvation nr. 23 och är beroende på koncentrationen (g m -3 ) och torrdeponeringshastigheten V d (m s -1 ). De flesta partiklar ha ett V d mellan cm s -1. Mängden deponering är också påverkad av stabiliteten på luften och formen på den deponerade ytan. D r,i deponeringen av radionuklider r på ytan i (Bq m -2 ) och C a,r är tiden integrerad med aktivitets koncentration i luft av radionukliden r (Bq s m -3 ). Deponeringshastighet är påverkad av vilken typ av bladverk som förekommer. Deponeringen är mera effektiv i väl växta bladverk på grund av att arean på kontaktytan mellan vegetationen och luften är högre. (Smith, 2001) (23) 18 S ida

19 4. Motåtgärder De radioaktiva substanserna kan inte förstöras på något sätt genom mänsklig påverkan. På grund av detta är det nödvändigt att förhindra att radioaktiva substanser kommer i kontakt med människor genom att förflytta eller skärma av strålningskällan. Skyddet bygger på tre principer; tiden, avståndet och avskärmning. (Rosèn & Eriksson, 2008) Det finns en mäng olika typer av motåtgärder som kan tillämpas efter att en olycka med en radioaktivkälla här inträffat. 4.1 Motåtgärder inom lantbruket Motåtgärderna kan bestå av t.ex. plöjning och gödsling av vallområden för att minska upptaget från marken hos växter och att utfodra djur med foder som innehåller en lägre nivå av radionuklider, användningen av cesium-bindare t.ex. till betande djur. (AMAP, 1998) Dessa typer av motåtgärder som kan användas vid en deponering av radioaktivitet är beroende på när deponeringen sker, storleken och typen av grödor som blir kontaminerade. Beroende på tiden och utvecklingen hos grödan är det som avgör vilken typ av motåtgärd som är nödvändig att använda. (Rosèn & Eriksson, 2008) I. Om förvarning, om att en radioaktivolycka kommer att ske, ges i tid och att en deponering av radioaktiva substanser kommer ske på lantbruksområden så finns det en mängd olika motåtgärder som kan användas. (1) ta in betande lantbruksdjur; (2) minska ventilationen på djurstallar; (3) flytta fram skörden; (4) täckning av grödor och (5) utjämning av plöjda marker. (Rosèn & Eriksson, 2008) II. III. Motåtgärder under året då deponering av radioaktiva substanser sker är att (1) ta bort snö under vintertid; (2) rensning av vall och vallmark; (3) ta bort grödor; (4) plöjning och omsådd av grödor; (5) gödsling med kalium (hindrar cesium upptag) (Rosèn & Eriksson, 2008) och fosfor (minskar upptag av strontium) (Rosén & Haak, 2006); (6) utfodra mjölkkor med oförorenat foder; (7) skörda vall med en hög stubbhöjd; (8) minskning av upptaget hos djurens matsmältningskanal (genom ler mineraler som bentonit och zeolit eller ferriferrocyanid). (Rosèn & Eriksson, 2008) Motåtgärder för att förhindra transport av radioaktiva substanser under de kommande åren efter en deponering är (1) plöjning; (2) gödsling och (3) ändra användningen av marken. (Rosèn & Eriksson, 2008) Det finns det många olika faktorer som man behöver ta hansyn till när man studerar relationen mellan koncentrationen av radioaktiva substanser och transporten till grödor. Den första är uppfångning och kvarhållningen hos grödan. Variationen i uppfångning är beroende på densiteten av grödan och detta är i sin tur beroende på vädret, gödslingsfrekvens etc. Uppfångningen och kvarhållningen är också beroende på hur mycket nederbörden och vinden kommer att vara över en viss tid. Den andra faktorn är överföringsfaktorerna som är framtagna 19 S ida

20 av kvoten mellan innehållet hos olika arter där överföringen sker. Faktorn härstammar från olika mätningar i fält och från olika försök. Den tredje faktorn är variationen på säsongen vilket påverkar uppfångningen hos grödan och har även en påverkan på upptaget och transport av t.ex. radiocesium. Fjärde faktorn är den tillgängliga informationen om relationen hos transport av radionuklider från marken till växten genom rötter och vad koncentrationen kommer att vara i de ätbara delarna. Det saknas information om relationen på koncentrationen av radionuklider i de ätbara delarna vid en deponering på välutvecklade grödor. Femte faktorn är de olika jordtyperna och hur detta påverkar upptaget främst vid deponering under vinterperioden, tidigt under växtsäsongen eller direkt efter den första skörden av vall. Upptaget blir högre på marker som har ett lågt lerinnehåll. (Rosèn & Eriksson, 2008) 4.2 Motåtgärder inom skogsbruket Inom skogsbruket kan man använda olika motåtgärder vid ett nedfall. Motåtgärder inom skogsbruket kan dess värre medföra konsekvenser för ekosystemet och detta måste motvägas mot nyttan av de eventuella motåtgärder som man kan göra. Vanligaste motåtgärden och lättaste är att inte göra något vilket har minst påverkan på ekosystemet Men de motåtgärder som är mest aktuella är att föra bort nedfallande växtmaterial (löv och barr), begränsa tillgängligheten till området, tidigare lägga fällning av träd eller senare lägga fällning av träd (beroende på fysiska halveringstiden hos radionukliderna). (Coughtrey, 2001) 4.3 Gränsvärden De gränsvärden som finns i Sverige är baserade på Tjernobylolyckan och den stråldos som inte får överskridas vid intag från livsmedel är 1 msv per år. Gränsvärdena ligger idag på 300 Bq kg -1 för baslivsmedel och 1500 Bq kg -1 för övriga livsmedel och gäller för 137 Cs. Europeiska Unionen (EU) har beslutat att andra gränsvärden kommer att gälla vid ett ev. nytt utsläpp av radionuklider i den akuta tidsperioden efter ett utsläpp genom en rad olika förordningar. EU kommissionen kommer att under den tiden att besluta om nya gränsvärden som är aktuella för det aktuella utsläppet genom att ge förslag på ny förordning. (Rosèn & Eriksson, 2008) 20 S ida

21 5. Provtagning för mätning av radionuklider 5.1 Jordprover När man tar jordprover är det viktigt att jordprovet inte blir stört. Genom att använda stålcylinder kan jordprover tas utan att de blir störda. Det är viktigt att ha ostörda jordprover för att kunna mäta volymvikten på jorden då man uppskattar koncentrationen av radionuklider per mark yta (Bq m -2 ). (Ara et al., 2009) Vid provtagning av jordprover kan en lätt metod användas som är beskriven av Rosén et al. (1999). Metoden består av att på insamlingsplatsen mäter upp cirklar med en yta på 100m 2 och med ett avstånd på 20 m mellan varje cirkels mittpunkt. I varje cirkel tas fem till åtta jordkärnor i två olika steg. I första steget tas jordkärnor med en diameter på 5,7 cm till ett djup av tio centimeter. Jordkärnorna skivas i en centimeter tjocka lager. I det andra steget tas jordkärnor med en diameter på 2,2 cm till ett djup av 10 till 25 cm och jordkärnorna skivas i 2,5 eller 5 cm tjocka lager. Jord proverna lufttorkas vanligtvis runt en veckas tid. Efter torkning siktas proverna genom 2 mm sikt och kan sedan mätas. (Thored, 2010; Rosen et al., 1999) 5.2 Växtprover Växtprover används en metod som också är beskriven av Rosén et al. (1999). Metoden bygger på samma uppmätta cirklar med skillnaden att i varje cirkel mäts det upp slumpmässigt fyra mindre cirklar med ytan 0,25 m 2. Växtmaterialet klipps 5 cm ovan marken och torkas upptill 36 timmar. Det torkade växtmaterialet malls och siktas och kan sen mätas. (Thored, 2010; Rosen et al., 1999) 5.3 Svampprover När man ska prov ta svampar delas provtagningen upp i två delar, provtagning av svampfruktkroppar och provtagning av mykorrhizans rotspets. När svampfruktkroppar ska tas måste man ta hänsyn till att det kan vara svårt att upptäcka svampen. Man måste göra flera besök på insamlingsplatsen för att kunna få ett representativt prov. Även ska insamlingen av svamp på gå under flera år då utvecklingen av svampfruktkroppar varierar stort mellan åren. Fruktkroppar i samma utvecklingsfas ska samlas in vid provtagningen. (Ara et al., 2009) Provtagning av mykorrhiza är relativt svårt. En metod som användes av Vinichuk et al. (2003) var att från varje lager från jordproverna (beskrivet tidigare) genom att studera dessa under mikroskop separera mykorrizan från jordproverna med hjälp av pincett och destillerat vatten. Med denna metod kommer bara en del av den totala mykorrizan att samlas in då det är väldigt svårt att separera den från växtmaterial. (Vinichuk & Johanson, 2002) 21 S ida

22 6. Detektorer 6.1 Verksamma egenskaper Der tre viktigaste kriterierna i olika detektorer är, effektiviteten ( ), upplösningen (R) och dödtiden (τ). (Ehmann & Vance, 1991) 1. Effektiviteten på detektorn är det antal inkommande strålningar som är detekterade från det antal som är utsända av källan. Det finns två definitioner av effektiviteten den första är det antal som är givna av källan (absolute effektivitet) och den andra är det antal som träffar detektorn (reell effektivitet). Det är viktigt att ha en så hög effektivitet som möjligt. (Ehmann & Vance, 1991) 2. Energiupplösningen är den potential som detektorn har att skilja mellan två olika strålningsenergier. Upplösningen är formad efter en topp av det antalet strålningar som är detekterade till strålningsenergierna och beskrivs i ekvation nr. 24, där E 0 är energin motsvarande till centroiden av toppen och ΔE är bredden på toppen halvvägs mellan basen och spetsen av toppen. ΔE kallas för the full width at half-maximum (FWHM). Med låga värden på upplösningen så kan detektorn bättre skilja mellan två inkommande strålningar som har nästan samma energi. (Ehmann & Vance, 1991) (24) 3. Detektorns dödtid är den tiden som behövs för detektorn att återhämta sig från en inkommande strålning och reagera på nästa inkommande strålning. (Ehmann & Vance, 1991) 6.2 Halvledardetektor Dessa typer av detektorer är mera effektiva och har ett högre energiresultat för gamma (γ) vågor än gasfyllda eller scintillationsdetektorer. Dessa detektorer är oftast konstruerade av germanium (Ge) eller kisel (Si). I halvledaren kan man hitta ett kristallband. Bandets gap är för Si runt 1.1 ev och för Ge runt 0.66 ev. Energin hos den inkommande strålningen kan avsätta tillräkligt med energi så att en elektron från valensbandet kan exaltera till överföringsbandet. Detta leder till att ett elektronhåls par som liknar ett jonpar skapad i en gasfylldräknare. Elektronhålet och elektronen kan förflytta sig genom kristallen genom ett elektrisktfält och genom att göra det kommer en elektrisksignal att skapas som registrerar rörelsen av strålningen. Halvledardetektors kristaller som är tillverkade av endast atomer från Si eller Ge kallas reell halvledardetektor. Materialet till halvledardetektorna har olika renheter som har en stor effekt på de olika elektriska karaktärerna. (Ehmann & Vance, 1991) 22 S ida

23 6.2.1 n-typ och p-typ halvledare Halvledare består av material med orenheter bestående av olika atomer i kvantiteten av en miljondel.(cutnell & Johnson, 2001). Viktiga orenheter hos kristallen hos halvledaren är att de har en eller flera eller en mindre valenselektroner än de fyra som är vanligast för germaniumeller kiselatomer (Ehmann & Vance, 1991). Vanligaste orenheterna består av fosfor och arsenik, vilka har fem yttre elektroner i skalet. När kiselatomen ersätts med en fosforatom i kristallen så kan endast fyra av de fem yttre elektronerna placerar sig i kristallstrukturen. Den femte elektronen är fri att cirkulera genom kristallen. Denna process när det finns tillgång på orenheter av atomer, kallas för dopning. Halvledare som är dopade med orenheter som tillför mobila elektroner kallas för n-typ halvledare viket menas att den mobila laddningen har en negativ laddning. Halvledare kan även vara dopade med atomer som endast har tre yttre elektroner i skalet t.ex. bor eller gallium. Detta leder till ett hål i kristallstrukturen och en elektron från närliggande germanium- eller kiselatomer kan röra sig in genom hålet. Halvledare som är dopade med en orenhet som har rörliga positiva hål kallas för p-typ halvledare. (Cutnell & Johnson, 2001) När en n-typ och en p-typ halvledare är placerade tillsammans så formas en p-n diodförening. Elektroner från n-typ halvledaren och hål från p-typ halvledaren kommer att migrera över till förbrukningsområdet (Ehmann & Vance, 1991). De positiva och negativa laddningarna bildar ett elektrisktfält kallat E i förbrukningsområdet. Det elektriskafältet kommer att förhindra andra rörelser av laddningar över p-n föreningen (Cutnell & Johnson, 2001). När strålning träffar förbrukningsområdet bildas laddningsbärare och de är attraherade antingen till n-sidan eller p- sidan. På grund av det väldigt lilla området hos förbrukningsområdet så kommer det mesta av strålnigen att passera utan att detekteras. För att kunna få en mera användbar detektor så måste en motsatt förspänning implementeras till p-n föreningen. Genom att tillföra positiv spänning till n-sidan, så kommer elektronerna att migrera ifrån förbrukningsområdet. Tillförsel av negativ spänning till p-sidan leder till migration av hål från förbrukningsområdet. Detta kommer att förstärka funktionen hos p-n föreningen. (Ehmann & Vance, 1991) Litiumdriven halvledardetektor Den motsatta förspänningsproceduren är inte användbar för att göra förbrukningsområden som är tillräkligt stora för detektering av gammavågor på ett effektivt sätt. Istället används en annan metod som är baserad på joner som är mottsatta i laddning som kommer in i halvledardetektorn. Mängden av dessa joner måste vara den samma som delen av bärare. Denna process kallas för kompensation. När ett kompensationsområde bildas i ett material av germanium eller kisel måste atomer som friger elektroner tillsättas. Litium (Li) är ett material som används för detta på grund av dets lilla storlek och höga rörlighet. För att skapa kompensationsområdet med litium metal så täcker man ändarna av en p-typ germanium eller kisel med litium bitar. Litiumet kommer att 23 S ida

24 drivas in i kristallen. Elektronerna som frigörs av litiumet kommer att kompensera mottagarens orenheter som finns i germaniumet eller kislet. När litiumdrivningsprocessen är klar så måste kristallen kylas ner för att förhindra migration av litium ut från kristallen. Litiumdriven germaniumdetektor kallas för Ge(Li) och litiumdriven kiseldetektor kallas för Si(Li). Ge(Li) detektor är mest användbart för gammavågs spektrometri och Si(Li) detektor är mest användbart för gammavågor med en låg energi, röntgenstrålning, alfa- och beta partiklar Ge(Li) detektorn måste kylas med flytande kväve med en temperatur på, 77 K, beroende på att Gr(Li) har ett mindre mellanrum och att litium har en högre rörelse i germanium än i kisel. Si(Li) detektorn måste endast kylas med flytande kväve vid användning. Då detektorerna kräver kylning med flytande kväve så är de förbundna till stora kryostater och detta medför en klumpig hantering. Detektorerna har ett effektivt resultat som är given som ett värde av FWHM (kev) för en specifik gammavågs fulla energi topp. (Ehmann & Vance, 1991) 24 S ida

25 7. Naturlig radioaktivitet Det naturliga materialet omkring oss innehåller radioaktiva nuklider oftast i så låga koncentrationer att det bara kan mätas med speciella instrument. Radioaktiva nuklider finns ibland annat i vatten, sten, mark, allt levande så väl i strukturer som är baserade på råmaterial. Radionukliderna i vår miljö är uppdelade i olika kategorier, (1) de som är formade av kosmisk strålning, (2) de som har en livstid jämfört med jordens ålder, (3) de som är en del av det naturliga sönderfallet av torium och uran och (5) de som är introducerade av människan. (Choppin et al., 2002) 7.1 Kosmisk strålning När kosmisk strålning träffar atmosfären så kommer det att produceras neutroner och protoner som reagerar med N 2, O 2 och Ar t.ex., och producerar radioaktiva partiklar. Dessa nuklider är producerade under en konstant nivå och når ner till jordytan genom regnvattnet. Det uppstår en jämvikt mellan produktionsnivå och den nivån av dessa nuklider i markreservoarer (atmosfären, haven, sjöar, marken, växter etc.) och kommer att leda till en konstant radioaktivitet i varje reservoar. Om en reservoar är avskärmad från miljön så kommer den specifika radioaktivheten att minska över tid. (Choppin et al., 2002) Tritium Jorden tar emot en del tritium som är utsänt från solen. Men en större del är formad i atmosfären genom nukleära reaktioner. Det bildas ungefär 2500 tritium atomer per sekund per kvadratmeter av jordens yta och det globala förrådet av tritium är Bq. Tritium har en halveringstid på 12, 33 år och sönderfaller som svag β - strålning till 3 He. Tritium slås samman snabbt med vatten och kommer på detta sätt att ingå i den globala hydrologiska cykeln. Det går åt en tritium atom per kväve atomer och motsvarar 188 Bq m -3 och innehållet i vatten är mellan tritium enheter. Tritium bildas även i nukleär energi cykeln som till viss del släpps ut i atmosfären och en del till hydrosfären och den årliga globala tillförseln är ~10 PBq. (Choppin et al., 2002) Kol-14 Kol-14 bildas i atmosfären genom en rad olika reaktioner. Den viktigaste är den mellan neutroner från kosmisk strålning och kväve atomer och beskrivs enligt ekvation nr. 25. Genom denna reaktion så bildas atomer kol-14 per s och m 2 på jorden yta. Den globala produktionen är ~1 PBq och det globala förrådet är ~8500 PBq. Allt levande har en koncentration av kol-14 på ~227 Bq kg -1 och halveringstiden är 5715 år. Kol-14 bildas även vid reaktioner under nukleära tester och en del släpps ut från atomkraftverk. (Choppin et al., 2002) (25) 25 S ida

26 7.2 Ursprungliga radionuklider Dessa radionuklider har en väldigt lång halveringstid och har bildats då solsystemet och jorden skapades. När jordytan stelnade så fångades radionukliderna i berggrunden. När de sönderfaller så ackumuleras sönderfallsprodukterna i den slutna berggrunden. Genom att mäta mängden av föräldrar och dotternuklider så kan man räkna ut hur länge olika berggrunder har existerat. De vanligaste ursprungliga radionukliderna presenteras i tabell nr. 5.1 (Choppin et al., 2002) Tabell nr. 5.1: Ursprungsnukliderna med sönderfallstyp och halveringstid. (Choppin et al., 2002) Nuklid Isotopisk mängd Sönderfallstyp och Halveringstid (år) % partikel energi MeV 40 K 0,0117 β - EC 1,31 1, V 0,250 β - EC (0,601) > 1, Rb 27,83 β - 0,273 4, In 95,72 β - 1,0 4, Te 0,905 EC (0,052) 1, La 0,092 β - EC 1, Nd 23,80 α 2, Sm 15,0 α 2,33 1, Sm 11,3 α 1, Lu 2,59 β - (1,188) 3, Hf 0,162 α Re 62,60 β - 0,0025 4, Pt 0,012 α 6, Transuraner Transuranerna består av neptuniumserien som består av nuklider som har ett masstal som är delbart med fyra och en återstod på ett. Namnet kommer ifrån den äldsta nukliden, 237 Np, som har en halveringstid på 2, år. Eftersom halveringstiden är kortare än jordens ålder så finns inte ursprungligt 237 Np kvar och neptunium serien kan inte hittas naturligt. Man har funnit Np i spektrumet från vissa stjärnor. Man har funnit väldigt låga koncentrationer av 237 Np och 239 Pu på jorden. Men båda dessa isotope har för kort halveringstid för att kunna överlevt de fyra eoner som solsystemet har existerat. Men man hittar dessa isotoper i mineraler som innehåller uran och torium och man tror att neutroner som är producerade i dessa mineraler regerar med U och Th så att neptunium och plutonium bildas genom n-fågning och β-sönderfalls processer. Slutprodukten från neptunium serien är 209 Bi som är den enda stabila isotopen av vismut. (Choppin et al., 2002) 7.4 Torium och uran Torium Det naturliga toriumet består av isotopen 232 Th som är modernukliden för toriumsönderfalls serie. Torium är vanligare än uran och mängden torium i jordytan är 10 ppm. Den vanligaste formen av torium är som monasit. Torium finns tillsammans med andra värdefulla metaller som 26 S ida