1. INTRODUCERE …………………………………………………………………………………………………. 4 1.1. Scopul și… [306152]
CUPRINS
1. INTRODUCERE …………………………………………………………………………………………………. 4
1.1. Scopul și obiectivele …………………………………………………………………………………… 5
1.2. Considerente metodologice …………………………………………………………………………. 6
1.3. Structura tezei ……………………………………………………………………………………………. 6
2. ASPECTE DE RADIOCTIVITATE A MEDIULUI ……………………………………………… 7
2.1. Noțiuni generale de radioactivitate ………………………………………………………………… 7
2.1.1. Idei introductive ………………………………………………………………………………………. 7
2.1.2. Începuturi, diferite perspective ………………………………………………………………….. 8
2.1.3. [anonimizat], clasificări ………………………………………………………….. 8
2.1.4. Mărimi și unități de radioactivitate …………………………………………………………… 12
2.1.5. Cadrul legislativ și cultura de radioprotecție ……………………………………………… 14
2.2. Radioactivitate naturală: prezența radonului în mofete ……………………………….. 16
2.2.1. Radonul și sănătatea umană …………………………………………………………………….. 16
Elementul radon ………………………………………………………………………………… 16
Efectul radonului asupra sănătății umane ………………………………………………. 19
2.2.2. Aspecte generale privind mofetele ……………………………………………………………. 24
Definiții și clasificări ………………………………………………………………………….. 24
[anonimizat] …………………………………………………. 26
Utilizarea tratamentelor mofetice la nivel global ……………………………………. 30
2.2.3. Mofete din județul Covasna …………………………………………………………………….. 31
Informații generale …………………………………………………………………………….. 31
Mofete: [anonimizat] ………………………………………………………………………………………………. 33
Radonul în mofetele din județele Covasna și Harghita ……………………………. 35
2.3. Radioactivitatea artificială și cesiul 137 ……………………………………………………….. 36
2.3.1. [anonimizat] …………………………………………… 37
2.3.2. Accidente și activități nucleare cu impact semnificativ asupra mediului ……….. 38
2.3.3. Rolul de Cs – 137 în analize retrospective …………………………………………………. 43
Elementul cesiu …………………………………………………………………………………. 43
Radionuclidul artificial Cesiul – 137 …………………………………………………….. 44
Cs – 137: [anonimizat] . 46
3. METODOLOGIA DE DESFĂȘURARE A CERCETĂRII …………………………………. 51
3.1. Măsurarea concentrației de radon din mofete și calcularea dozei …………………. 51
3.1.1. Descrierea mofetelor investigate ……………………………………………………………… 51
3.1.2. Metode de măsurare a radonului ……………………………………………………………… 57
3.1.3. Detectori de tip RSKS (RadoSys) ……………………………………………………………. 59
3.1.4. Prelevarea și prelucrarea datelor ……………………………………………………………… 61
3.2. Cesiu – 137 în scoarțe de copaci și probe de sol …………………………………………….. 64
3.2.1. Descrierea terenului investigat, zona Ciomad – Bálványos …………………………. 64
3.2.2. Structura macroscopică a scoarței, aspecte de anatomie și fiziologie ……………. 65
3.2.3. Prelevarea probelor ………………………………………………………………………………… 66
3.2.4. Analize de laborator: spectrometrie gama …………………………………………………. 69
4. REZULTATE ȘI DISCUȚII ………………………………………………………………………………. 70
4.1. Concentrații de radon favorabile sănătății umane ………………………………………… 70
4.1.1. Prima perioadă: patru mofete frecventate ………………………………………………….. 70
4.2.2. Perioada a doua: șase mofete din orașul Covasna ………………………………………. 75
4.2.3. Perioada a treia: reîntoarcere la patru mofete …………………………………………….. 77
4.2.4. Interpretarea rezultatelor: concentrații de radon și doze efective ………………….. 82
Variația activității de radon în funcție de înălțime ………………………………….. 82
Diferențe între sezoane ……………………………………………………………………….. 85
Doze efective din perspectiva sănătății umane ……………………………………….. 86
Constatări generale …………………………………………………………………………….. 88
4.2. Cesiu – 137, indicator de contaminare radioactivă ……………………………………….. 91
4.2.1. Probe de sol din zona Ciomad – Bálványos ……………………………………………….. 91
4.2.2. Molid și gorun: probe de scoarță ……………………………………………………………… 94
4.2.3. Considerații generale ……………………………………………………………………………… 97
5. CONCLUZII …………………………………………………………………………………………… 100
6. BIBLIOGRAFIE ……………………………………………………………………………………………… 104
Anexa nr. 1. – Descoperirea cesiului ………………………………………………………………………… 120
Anexa nr. 2. – Descoperirea radonului …………………………………………………………………….. 121
Anexa nr. 3. – Abrevieri …………………………………………………………………………………………. 122
Anexa nr. 4. – Link-uri utile ……………………………………………………………………………………. 123
INTRODUCERE
1.1. Scopul și obiectivele
Scopul acestei teze este contribuția la aspectele de mediu și sănătate umană din perspectiva radioactivității artificiale și naturale în județul Covasna. Obiectivele clar formulate și metodele alese potrivit sunt premisele atingerii acestui scop.
Primul obiectiv major al lucrării îl reprezintă colectarea anumitelor date de radioactivitate naturală din diferite mofete, calcularea unor concentrații de radon și a dozelor asupra corpului uman. Majoritatea mofetelor sunt utilizate fără monitorizare permanentă și fără supraveghere medicală. Datele referitoare la acest domeniu sunt sporadice și de multe ori vechi de zeci de ani. Așadar, este importantă studierea unor caracteristici fizico – chimice ale gazului mofetic, mai ales a acelor parametri, care sunt semnificativi din perspectiva sănătății umane, cum este și radioactivitatea emanațiilor de gaze. Obiectivele specifice asociate cu această temă pot fi rezumate astfel:
selectarea unor emanații de gaze postvulcanice frecventate cu scopuri terapeutice din județul Covasna și efectuarea de măsurători de radon la diferite nivele în aceste mofete;
prelucrarea datelor obținute pe teren în condiții de laborator, obținând concentrația de radon -222, și efectuarea calculelor pentru aflarea dozelor efective;
compararea rezultatelor obținute în cadrul acestei cercetări cu alte studii privind radonul mofetic în România și în alte țări;
evaluarea datelor obținute de noi din perspectiva sănătății umane, cu ajutorul normelor legislative din domeniul radioprotecției.
Al doilea obiectiv major al tezei face referire la problemele radioactivității antropice în zona ariei protejate Ciomad – Bálványos, și anume, se referă la utilizarea de cesiu – 137 ca și indicator de poluare radioactivă în perioada post- Cernobâl. În 1986, după accidentul de la Cernobâl, au fost identificați peste 20 de radionuclizi artificiali, care au poluat populația umană și mediul înconjurător în România. Unii dintre acești radionuclizi (inclusiv Cs – 137), cei cu timp de înjumătățire relativ lungă, persistă și astăzi. Ei pot fi detectați și cuantificați, permițând diferite concluzii relevante din domeniul radioprotecției, referitoare mai ales la ultimii 30 de ani. Din aceste considerente, următoarele obiective specifice sunt formulate pentru acest studiu:
prelevare de eșantioane de sol și probe de scoarță de copaci în aria protejată Ciomad – Bálványos;
determinarea concentrației de Cs -137 prin spectrometrie gama;
evaluarea rezultatelor în contextul datelor existente în România și în alte părți din Europa.
1.2. Considerente metodologice
În concordanță cu cele două obiective principale, partea metodologică a tezei se compune din două segmente. Pentru prima parte a cercetării, care se ocupă de radioactivitatea naturală, respectiv de măsurarea radonului – 222 din mofete, s-a utilizat metoda integrată a detectorilor de urme din corp solid CR-39. Această abordare este una dintre metodele cele mai eficiente pentru măsurarea concentrației de radon în spații interioare. Această metodă a constat în măsurători pasive cu detectori de urme CR-39 (RadoSys) în aerul din interiorul mofetelor selectate din județul Covasna, pe o perioadă de timp de aproximativ o lună. În studiul de față, câte 6 detectori de urme CR-39 s-au expus la diferite înălțimi în mofetele studiate. După finalizarea expunerii, s-au realizat prelevarea detectorilor și analiza lor în Laboratorul de Radioactivitatea Mediului și Datare Nucleară din cadrul Universității Babeș-Bolyai din Cluj-Napoca. Pe baza concentrațiilor de Rn – 222, au fost calculate dozele pentru o perioadă clasică de tratament. Pentru partea a doua a studiului, care se ocupă de radioactivitatea artificială, respectiv de Cs – 137, au fost prelevate 31 de probe de scoarță (molid și gorun), respectiv 21 eșantioane de sol. Activitatea cesiului a fost determinată prin metode gama spectrometrice în cadrul Universității Babeș – Bolyai, Facultatea de Știința și Ingineria Mediului.
1.3. Structura tezei
Teza este structurată în 5 capitole principale:
capitolul introductiv, care prezintă scopul și obiectivele acestei cercetări, expune anumite considerente metodologice și indică structura tezei;
următorul capitol prezintă date din literatura de specialitate privind aspecte generale de radioactivitate, urmată de informații privind radioactivitatea naturală și artificială, respectiv date referitoare la radonul – 222 și cesiul – 137;
un capitol descrie desfășurarea cercetării și metodologia utilizată în concordanță cu obiectivele formulate;
rezultatele sunt prezentate într-un capitol separat, incluzând și contribuțiile originale ale tezei;
ultimul capitol sumarizează principalele concluzii și posibilități de continuare a acestei cercetări.
În finalul tezei, apar anexele, abrevierile și bibliografia.
2. ASPECTE DE RADIOCTIVITATE A MEDIULUI
În acest capitol, vor fi prezentate aspecte de radioactivitate grupate în trei părți. În prima parte, vor fi oferite informații generale incluzând definiții, mărimi și unități, cadru legislativ etc. În partea a doua a acestui capitol, va fi abordată tema radioactivității naturale și, accentul va fi pe radonul – 222, respectiv pe tematica mofetelor. În partea a treia, va fi tratată radioactivitatea artificială acordând atenție sporită cesiului – 137, radionuclidului cel mai frecvent utilizat în studiile privind poluarea din perioada post – Cernobâl.
2.1. Noțiuni generale de radioactivitate
În această parte a tezei, noțiunile generale din domeniul radioactivității sunt grupate în 5 subcapitole. Așadar, vor fi tratate separat ideile introductive și perioada inițială. Noțiunile de bază, definițiile principale și clasificările cunoscute sunt incluse într-un subcapitol. Mărimile și unitățile de radioactivitate apar în cadrul aceluiași subcapitol. Ultimul subcapitol se referă la cultura de radioprotecție și la cadrul legislativ.
2.1.1. Idei introductive
În viața cotidiană ne întâlnim frecvent, în context negativ, cu noțiunea de radioactivitate. Reținerile populației față de acest termen se datorează în primul rând lipsei informațiilor adecvate. Puțini știu, de exemplu, că în fiecare oră se produc milioane de dezintegrări radioactive chiar în corpul uman. Așadar, a fost doar o glumă parțială când fizicianul austriac, W. Pauli (1930) a salutat participanții la o conferință în felul următor: „Stimați domni și doamne radioactive”. Lipsa informațiilor se datorează și faptului că nu avem organe de simț cu care să percepem radioactivitatea. Așadar, nu avem posibilități senzoriale, ci descifrăm fenomenul doar cu ajutorul instrumentelor tehnice. Perspectiva nefavorabilă este amplificată și de accidentele nucleare, cum ar fi Cernobâl (1986) sau Fukusima (2011); evenimente care au (avut) efecte dezastruoase și care sunt mediatizate intensiv. În mod „invizibil” însă radioactivitatea oferă omenirii numeroase avantaje în secolul al XXI-lea.
Fără aspirația către o listă completă a avantajelor oferite de radioactivitate, urmează enumerarea a câtorva domenii, unde omenirea utilizează cu succes proprietățile radioactivității. În agricultură se aplică contra unor insecte dăunătoare. În industria alimentară unele produse (ex. condimente, carne, fructe) sunt dezinfectate cu radiații. Este aplicată și în detectarea falsificărilor în domeniul operelor de artă. Utilizarea radioactivității în industria energetică a declanșat numeroase polemici. În cadrul protecției mediului este utilizată, de exemplu, în cartarea unor poluanți, precum și în depoluarea unor emisii industriale. Astronomia aplică radioactivitatea în explicarea diferitelor fenomene fizice la nivel stelar și galactic. Și în medicină are aplicații multiple: sterilizarea unor aparate și ustensile, detectarea de tumori, tratamentele de cancer etc. În cadrul terapiilor balneologice, radioactivitatea intensifică efectele tratamentelor cu ape minerale și cu gaze mofetice. În cadrul acestui studiu, dintre utilizările radioactivității, vor fi detaliate cele din cadrul balneologiei.
2.1.2. Începuturi, diferite perspective
Utilizarea radioactivității se bazează pe cunoștințe aprofundate ale fenomenului de dezintegrare radioactivă și pe aplicarea acestora în scopuri bine definite. “Începutul începuturilor” din perspectiva radioactivității înseamnă Big – Bangul, deoarece radioactivitatea are aceeași vârstă ca Universul. În urma Big – Bangului, acum aprox. 15 miliarde ani, a rezultat hidrogen și heliu. Din hidrogen și heliu s-au format treptat substanțe bogate în O, C, Fe și alte elemente medii și grele din care, la rândul lor, au rezultat Pământul și alte planete din sistemul nostru solar acum aprox. 4,6 miliarde de ani (Cosma și Jurcuț 1996). Majoritatea elementelor formate au fost radioactive dar între timp multe dintre ele s-au descompus în nuclee stabile.
Din punct de vedere științific, studierea radioactivității a început doar la sfârșitul secolului al XIX-lea. Antoine Henri Becquerel, fizicianul francez laureat și cu premiul Nobel, a descoperit și a descris fenomenul pentru prima oară în 1896. Doctoranda lui Bequerel, Marie Sklodowska- Curie, savantă poloneză – franceză, a fost prima femeie la nivel mondial care a cucerit premiul Nobel, în 1903 a fost laureat la secția de fizică, iar în 1911 la divizia de chimie. Odată începute, cercetările radioactivității ne-au furnizat din ce în ce mai multe date privind acest fenomen.
2.1.3. Noțiuni de bază, definiții, clasificări
Știm că nucleele atomilor elementelor radioactive sunt nestabile, ele trec treptat în starea stabilă prin dezintegrări radioactive. În procesul de transformare, acești atomi emit radiații α, β, γ și uneori și radiații Röntgen. Prin radiație nucleară se înțelege un fascicul de particule în mișcare, conform terminologiei moderne în fizică. Prin denumirea de particulă aici se înțelege atât corpuscule cu masă de repaus diferită de zero, cât și fotonii radiațiilor electromagnetice (care sunt considerate cu masă de repaus zero). Radiațiile nucleare însoțesc în general dezintegrările radioactive naturale. Unele fenomene radioactive însă pot fi produse și artificial cu ajutorul unor dispozitive speciale, cum ar fi aparatele Röntgen sau acceleratorii de particule.
Dezintegrarea de tip α constă în emisia unor nuclee de heliu de către nucleele grele (A>190), există însă și câteva nuclee radioactive cu 150<A<190 care pot emite radiații . Emisia spontană de particule din nuclee poate fi exprimată astfel:
1. 2.
Exemplul de mai sus reflectă și prima lege de deplasare a lui Soddy: la dezintegrarea alfa nucleul își micșorează sarcina cu 2 și masa cu 4 unități. Nucleul rezultat va corespunde, deci, unui element chimic care va avea masa atomică cu 4 unități mai mică și se va situa cu două căsuțe spre stânga față de elementul mamă în tabelul lui Mendeleev.
Timpii de înjumătățire pentru dezintegrarea variază pe o scală foarte largă: 1 s – 1012 ani (Tabelul radionuclizilor în Clarck 1955). În general, cu cât este mai mic timpul de înjumătățire al unui radionuclid alfaactiv, cu atât este mai mare energia particulelor alfa (Szabó 1978). Energia particulelor alfa se află în strânsă legătură și cu parcursul radiației, parcursul fiind distanța străbătută de radiație, după care particulele alfa își pierd energia lor cinetică în urma interacției cu materia. Parcursul depinde de densitatea mediului atenuant și de energia inițială a particulelor. Concomitent cu emisia radiațiilor alfa se pot emite și radiații γ. Nucleul format după dezintegrarea radioactivă se află de obicei intr-o stare excitată, trecerea lui în starea normală se produce cu emisia excesului de energie sub forma unei cuante γ.
Dezintegrarea apare la elementele naturale Z92, pentru care există o abatere de la linia de stabilitate manifestată fie printr-un exces de protoni, fie printr-un exces de neutroni și se întâlnește frecvent la toate elementele transuraniene (Z>92), în competiție cu dezintegrarea și fisiunea spontană (Cosma și Jurcuț 1996). Dezintegrarea constă din emiterea de electroni (-), pozitroni (+) precum și din captură de electroni (CE). Energia particulelor (e+,e-) emise are întotdeauna un spectru continuu (spre deosebire de spectrul discret al energiei radiațiilor alfa), care se întinde de la energia zero până la o energie maximă. Pentru explicarea structurii continue a spectrelor s-a introdus a nouă particulă, neutrinul, care în procesul de dezintegrare își împarte energia cu particula emisă, astfel încât suma celor două energii reprezintă energia dezintegrării . Dezintegrarea se poate exprima astfel (Cosma și Jurcuț 1996, Szabó 2005):
Așadar, la dezintegrarea numărul de masă al nucleului rămâne neschimbat și numărul atomic se schimbă (se micșorează sau crește) cu o unitate. În consecință, nuclidul rezultat se va situa în sistemul periodic cu o căsuță spre stânga sau spre dreapta față de elementul mamă (a doua lege a lui Soddy).
Ca și radiația , la fel și dezintegrarea este însoțită, în general, de emisia unor radiații prin trecerea nucleului dintr-o stare excitată într-o stare fundamentală. Radioactivitatea – apare la majoritatea radionuclizilor naturali și la unii dintre cei artificiali. Radioactivitatea + apare la numeroși radionuclizi artificiali.
Radiația gama (Evans 1982) este emisă la tranziția nucleului dintr-o stare instabilă (excitată) spre o stare mai stabilă (fundamentală) cu o energie mai coborâtă. În nucleu energia este cuantificată, energia nivelelor excitate este cu atât mai mare cu cât pătrundem mai adânc în lumea dimensiunilor mici: eV- la molecule, keV- la atomi, MeV- la nuclee și sute sau mii de MeV- la particulele elementare. Energia fotonului gama emis este egală cu energia de tranziție dintre cele două stări (neglijând, desigur, energia de recul a nucleului care este de altfel foarte mică). Domeniul de valori al energiei fotonilor emiși se încadrează de regulă în intervalul (0.05-3 MeV) suprapunându-se, deci, spre limita inferioară, peste domeniul energiilor radiațiilor X. Așadar, având o energie mare, au și o putere mare de pătrundere prin straturi de materiale. Fotonii nu au sarcină electrică, în consecință radiația gama nu este deviată de câmpurile magnetice sau electrice. Ei se propagă cu viteza luminii, se reflectă și se refractă, se difractă și interferează similar cu radiațiile luminoase.
Timpii de înjumătățire pentru emisia sunt de obicei destul de scurți, în general mai mici ca 10-9s dar, ocazional, se găsesc timpi de înjumătățire semnificativ mai lungi (ore sau chiar zile). Emisia gama este observată în toate nucleele care au stări excitate (A>5) și, în mod obișnuit, intervine în urma dezintegrărilor și , deoarece adesea aceste dezintegrări lasă nucleul nou rezultat într-o stare excitată. Același fenomen îl întâlnim și în cazul reacțiilor nucleare, însă această temă nu constituie obiectul discuției noastre.
Radiațiile încărcate (, , protonii) produc ionizarea directă pe când radiațiile neionizante (X, , n) produc ionizarea indirectă prin electroni Compton, fotoelectroni, sau nuclee de recul (Evans 1982). Interacțiunile de bază ale radiațiilor ionizante cu țesutul viu sunt aceleași ca și în oricare altă substanță, rolul important jucându-l fenomenele de ionizare și excitare ale moleculelor din celule, respectiv țesuturi.
Întreaga energie cedată substanței de către elemente radioactive este, în cele din urmă, disipată sub formă de căldură.
Așadar, la intersecția radiațiilor cu diferite materiale putem distinge două situații: substanțe anorganice și substanțe organice. În substanțele anorganice și organice au loc fenomenele de ionizare și excitarea atomilor, rezultând noi sarcini electrice, care la rândul lor pot produce efecte secundare. În cazul cristalelor mai apare efectul de dislocații în rețeaua cristalină.
Majoritatea elementelor radioactive naturale aparțin de 4 serii (familii) de dezintegrare radioactivă:
seria uraniului: cap de serie 238U, masa atomică A=4n+ 2
seria toriului: cap de serie 232Th, masa atomică A=4n+ 0
seria actiniului: cap de serie 235Ac, masa atomică A=4n+3
seria neptuniului: cap de serie 237Np, masa atomică A=4n+1
Fiecare serie se termină cu un izotop stabil: 206Pb, 207Pb, 208Pb și 209Bi. Radioizotopii din seria neptuniului nu pot fi identificați în natură (decât în urme), datorită perioadei scurte de dezintegrare a lor. În afara celor patru serii amintite, se mai regăsesc și alte elemente radioactive în natură: 40K, 3T, 14C, 87Rb, 115In, 123La etc.
Sursele de radiații naturale se împart în două categorii (Csegzi 2007):
Surse externe: radiația cosmică, emanația solului, emanația materialelor de construcții, activitatea naturală a aerului.
Surse interne: radioizotopii naturali care ajung în organism, dintre care mai importanți sunt 14C și 40K.
Conform unei statistici la nivel global, doza efectivă primită de o persoană este 3,04 mSv/ an, din care 2,50 mSv se datorează radiației de fond (Mócsy și Néda 2005). Radiația de fond primită de populația din România este estimată la 2,69 m Sv (Iacob și Botezatu 2000). Doza efectivă totală depinde de o mulțime de factori: poziția geografică, locul de muncă, clima dominantă, structura locuinței, obiceiuri de vacanță etc. Mai mult decât jumătate din doza efectivă provenită din radioactivitate naturală și primită de populație se datorează radonului (Cosma și Jurcuț 1996, Somlai 2004). Așadar, radonul reprezintă principala sursă de iradiere a populației, contribuind cu aproximativ 57 % la doza efectivă anuală, putând ajunge în unele zone la contribuții de peste 95 %. Izotopul 219Rn din familia actiniului are un timp de înjumătățire foarte scurt (3.6 s), deci nu contribuie semnificativ la radioactivitatea mediului. Însă, alți izotopi de radon, în special 222Rn, sunt elemente extrem de importante din perspectiva interferenței radioactivității cu populația umană.
2.1.4. Mărimi și unități de radioactivitate
Având dată o cantitate de substanță radioactivă (N nuclee), fie radon sau alt element, numărul de nuclee dezintegrate în unitatea de timp este:dN/dt. Această mărime se numește activitate. Unitatea de măsură pentru activitate în sistemul internațional este 1Bq (bequerel) care este egal cu o dezintegrare pe secundă. O unitate tolerată pentru activitate este Curiul (1Ci) definit ca activitatea unui gram de radiu (1 Ci=3,7·10 10 Bq).
Există astăzi în multe țări dezvoltate valori recomandate, unele chiar de intervenție peste care trebuie acționat prin măsuri suplimentare pentru reducerea nivelului de radon. Comisia Internațională de Radioprotecție (ICRP) a recomandat anumite nivele de activitate și limitele acestor nivele au fost stabilite în multe țări.
Csegzi (2007) detaliază că activitatea, concentrația de Rn și cea a descendenților săi depinde de câțiva factori ce trebuie luați în considerare: înălțimea de la nivelul solului; condițiile meteorologice (presiunea atmosferică, umiditatea aerului etc.). Pe timp de ploaie crește câmpul electric al atmosferei și se negativează; aceasta duce la scăderea concentrației de ioni pozitivi derivați din 222Rn. Concentrația medie de 222Rn în apropierea solului este: 2,6 Bq m-3. La câțiva metri înălțime de sol, acumularea de 220Rn coincide cu acumularea de 222Rn. În general, concentrația de 222Rn și 220Rn scade cu înălțimea față de sol și valoarea aceasta depinde și de așezarea geografică:
4 Bq/m3 (= 0,1pCi/l) pe uscat
0,4 Bq/m3 (= 0,01pCi/l) pe insule și coastă de mare
0,04 Bq/m3 (= 0,001pCi/l) în ocean și la poli
Mărimile și unitățile dozimetrice caracterizează efectele radiațiilor asupra substanței în general, și asupra materiei vii în special. Prima mărime dozimetrică utilizată de dozimetrie a fost doza de ioni (sau expunerea) iar mărimea fizică corespunzătoare, roentgenul (r). Doza de ioni reprezintă raportul dintre sarcina electrică totală a ionilor produși într-un anumit volum de aer și masa a volumului respectiv. Raportând doza de radiații la timpul de expunere se obține doza-debit (sau debitul dozei) cu unitatea de măsură: r/h, mr/h sau µr/h. Doza energetică depinde de energia absorbită în țesut (sau în altă substanță) și reprezintă raportul dintre energia absorbită și masa substanței absorbante. Unitatea dozei energetice este radul (rad = roentgen absorbed dose). Debitul dozei energetice se exprimă în rad/h, mrad/h etc. În SI, unitatea de măsură pentru doză este gray-ul (simbol Gy), 1Gy=1J/kg iar debitul dozei se măsoară în Gy/s.
Un gray de radiație într-un țesut este mai periculos decât un gray de radiație , deoarece particula disipează mult mai multă energie pe unitatea de lungime a traiectoriei; așadar, dozele absorbite egale nu au neapărat efecte biologice similare (Cosma și Jurcuț 1996). Pentru a pune toate radiațiile ionizante pe o bază egală în raport cu posibilitatea de a produce efecte negative asupra țesutului viu, s-a introdus doza biologică (sau echivalentul dozei). Doza biologică este o mărime fizico-fiziologică dată de relația:
unde este efectivitatea biologică relativă, definită ca raportul dintre energia absorbită de țesut la iradierea cu radiația respectivă și energia absorbită de țesut la iradieri cu o radiație standard, pentru a produce efecte biologice cantitative și calitative identice. Unitatea de măsură a dozei biologice este remul (rem), inițialele provenind de la "roentgen echivalent man" (1rem= rad= 10-2 J/kg). În SI unitatea de măsură se numește Sievert (1Sv= Gy= J/kg). Debitul dozei biologice se măsoară în Sv/s sau mSv/h, mSv/p etc.
Doza efectivă primită de pacienți în urma unei perioade de tratament poate fi calculată pe baza concentrației de radon măsurat în mofetă (Cucoș et al. 2014). Ecuația următoare descrie doza în urma inhalării de radon:
ERn = CRn · K · F · t
ERn este doza efectivă atribuită radonului, și se măsoară în Sievert (Sv). CRn este concentrația medie de radon, unitatea de măsură fiind Bq·m–3. F denotă factorul de echilibru (0.4). K reprezintă factorul de conversie [ICRP 9 și UNSCEAR 12 nSv (Bq h m-3) -1 ], iar t înseamnă timpul (h) petrecut în locația studiată.
În funcție de condițiile geologice și meteorologice, pot fi identificate regiuni geografice cu radioactive ridicată, de exemplu Ramsar (Iran), Kerala (India), unele locuri din Brazilia, Erzgebirge (Germania), Bohemia partea de Nord (Republica Cehă), (Becker 2003, Papp 2011). În astfel de zone dozele efective anuale pot fi de 55-200 de ori mai mari decât media la nivel global (UNSCEAR 2000). Comparând doza efectivă colectivă anuală datorată expunerii la radon pentru populația din România (1,77 mSv) și doza efectivă medie anuală în întreaga lume (1,2 mSv), putem observa că valoarea pentru România este mai ridicată [Cosma et al. 2009, Papp 2011, UNSCEAR 2000].
2.1.5. Cadrul legislativ și cultura de radioprotecție
În vederea realizării protecției mediului împotriva poluării radioactive și pentru propagarea culturii de radioprotecție, este necesară cunoașterea surselor de contaminare și a căilor de expunere a materiei vii, inclusiv a corpului uman. În prezent, documentele științifice care se referă la radioprotecție, folosesc termenul de expunere pentru acțiunea prin care radiațiile interacționează cu organismul uman, iar termenul de iradiere se utilizează pentru instalațiile care produc câmpuri de radiații. Cadrul legislativ valabil în România, respectiv recomandările forurilor internaționale ne asigură puncte de reper în cultura de radioprotecție (ex. EC 1990, 1996 și 1997).
Așa cum au fost detaliate mai sus, în România, radioactivitatea mediului este urmărită de către Comisia Națională pentru Controlul Activității Nucleare (CNCAN), în conformitate cu prevederile Hotărârii Guvernului nr.264/1991. La nivel global, radioactivitatea naturală cât și cea artificială, este monitorizată și evaluată de mai multe entități. Comitetul Științific al Națiunilor Unite privind Efectele Radiațiilor Atomice (UNSCEAR, United Nation Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation), înființat în 1955, are contribuții importante. În plus, Agenția Internațională pentru Energie Atomică (IAEA, International Atomic Energy Agency) a elaborat o serie de documente privind protecția mediului și securitatea nucleară. Comisia Internațională de Unități și Măsurători de Radiații (ICRU, International Commission on Radiation Units and Measurements) determină majoritatea reglementarilor cu privire la radiațiile ionizante din toate țările. Comisia Internațională de Protecție Radiologică (ICRP, International Commission on Radiation Protection) însumează rezultatele celor mai importante descoperiri științifice din domeniul radiațiilor nucleare, publicând periodic jurnale cu recomandări.
Punerea în aplicare a acestor recomandări și algoritmul tehnic de remediere, se realizează la modul concret în colaborare internațională sub îndrumarea IAEA care, a implementat regulamentul de securitate apărut în anul 1995 (IBSS, adică International Basic Safety Standards for Protection against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation Sources), urmat de directiva EUROATOM a Uniunii Europene (Hening 2015). În România, legea radiațiilor nucleare a fost adoptată în anul 1996. Recomandările emise de ICRP tratează separat expunerile la locurile de muncă și expunerea la radonul în locuințe. Comisia a recomandat o concentrație de radon din locuințe de max. 200 Bq/m3 și max. 1000 Bq/m3 în instituții, în locuri de muncă.
Doza efectivă anuală evaluată din aceste valori, presupunând un factor de ocupanță de 7000 respectiv 2000 de ore și un factor de echilibru de 0.4, este de 5 mSv pentru locuințe respectiv 6 mSv pentru locurile de muncă. La aceste evaluări s-au folosit factori de conversie a dozei de 1.1 Sv/Jhm-3 pentru locuințe și 1.4 Sv/Jhm-3 pentru locurile de muncă (ICRP 1994). Urmând recomandările ICRP pentru locurile de muncă, IAEA (IBSS) propune un nivel de acțiune de 1000 Bq/m3 în regulamentul de securitate. Media dozei efective nu poate depăși pe cinci ani consecutivi valoarea de 20 mSv/an, respectiv în acești ani nu se poate depăși valoarea de 50 mSv.
Conform cadrului IBSS, recomandările emise de Uniunea Europeană se referă la descendenții de viață scurtă ai radonului și nu la radon în sine. Așadar, nu introduc nivelul de acțiune pentru locurile de muncă. Sunt emise directive numai cu privire la factorul de conversie a dozei și la doza maximă admisă la locurile de muncă. Similar IBSS-ului, sunt propuși factori distincți de conversie a dozelor pentru locuințe și locurile de muncă (EC 1990, 1996 și 1997). După ultima directivă EURATOM a Uniunii Europene, (59/2013), concentrația maximă admisă pentru radonul din locuințe este de 300 Bq/m3.
În România, există reglementări care doresc să limiteze radonul din locuințe provenit din materialele de construcție. În acest sens, Ordinul Ministerului Sănătății, OMS nr. 381. din 2004, interzice producerea, importul și furnizarea anumitor materiale pentru construcția de locuințe sau alte clădiri. Scopul este să nu se depășească radonul în spații interioare 200 Bq/m3 la clădirile care urmează să fie construite începând cu anul 2005, și de 400 Bq/m3 la cele construite înainte de 2005. În România, recomandările de radioprotecție nu precizează aspecte referitoare la modalitatea măsurării concentrațiilor de radon în locuințe sau la locurile de muncă. Totodată, lipsesc datele privind factorul de echilibru și factorii de conversie a dozelor. În consecință, aceste reglementări nu explică clar ce doză efectivă va rezulta din expunerea la o anumită concentrație de radon. Datele exacte și reglementările clare ar fi utile.
2.2. Radioactivitate naturală: prezența radonului – 222 în mofete
Acest subcapitol se caracterizează prin următoarele cuvinte cheie: radioactivitate naturală, radon și mofetă. Vor fi prezentate aceste noțiuni inventariind cele mai importante surse din literatura de specialitate. Va fi acordată atenție sporită pentru temele radon – mofetă, radon – sănătate și mofetă – județul Covasna.
2.2.1. Radonul și sănătatea umană
Elementul radon
Radonul (222Rn) a fost descoperit de Friderich E. Dorn, chimist german în 1900-1902 în Halle; el a numit acest element „emanație de radiu”. Ramsay și Gray au definit și ei acest gaz inert la începutul secolului al XX-lea și l – au numit niton. Denumirea de radon se utilizează din 1923 (Varga 2011). În perioada interbelică era la modă radonul, radiul și în general radioactivitatea (Becker 2004). Inițiativele arată asemănare cu trendurile bio și eco de la începutul secolului XXI. Așadar, se găseau tot feluri de obiecte și alimente îmbogățite cu radiații, inclusiv pături, ciocolată, ceai, cafea etc. Unele utilizări ale radonului au rămas doar povești amuzante, iar altele au fost demonstrate în moduri științifice și persistă și în zilele noastre.
Radonul este elementul cu numărul de ordine Z=86 din tabelul periodic. Face parte din grupa a VIII-a, deci este un gaz inert. Odată format prin dezintegrarea elementelor grele din scoarța terestră difuzează în gazele din sol sau în apă și este transportat în atmosferă. Radonul, în condiții normale, este un gaz fără culoare și are o densitate de 9,73 kg/m3 (fiind cel mai greu gaz din natură). Principalii izotopi se dezintegrează prin emisie de radiații , și sunt prezentați în Tabelul nr. 1.
Se dizolvă și în apă (după legea lui Henry), dar se dizolvă mai ușor în solvenți organici (Csegzi 2007). Factorul de dizolvare în apă depinde de temperatură după legea: α' = 0,1057 + 0,405 · e− 0,0502t (t – măsurat în °C). Pentru sânge proaspăt α' = 0,43, iar pentru apă la 20°C, α' = 0,254.
Tabelul nr. 1. Principalii izotopi ai radonului (adaptat după Cosma și Jurcuț 1996)
Așadar, radonul apare în toate cele trei familii de dezintegrare naturală ale uraniului (Mócsy și Néda 2005, Papp 2011). Radonul (222Rn) cu un timp de înjumătățire de 3,82 zile face parte din seria uraniului (238U; T1/2 =4,47×109 ani) și se creează prin dezintegrarea alfa a 226Ra (T 1/2 = 1600 ani).
Toronul (220Rn) cu un timp de înjumătățire de 55,6 sec face parte din seria toriului (232Th; T 1/2 = 1,41×1010 ani) și se creează prin dezintegrarea alfa a 224Ra (T 1/2 = 3,66 zile).
Actinonul (Rn – 219) cu un timp de înjumătățire de numai 3,96 sec aparține seriei actiniului (235U; T 1/2 = 7,04×108 ani) și se creează prin dezintegrarea alfa a 223Ra (T 1/2 = 11,43 zile).
Actinonul (Rn-219), datorită timpului de înjumătățire foarte scurt, cât și a abundenței naturale mici a strămoșului său, U – 235 se poate neglija din punctul de vedere al efectelor radiologice (Cosma și Jurcuț 1996). Schemele de dezintegrare în cazul radonului și toronului sunt prezentate în Figura nr. 1.
Figura nr. 1. Schemele de dezintegrare pentru 220Rn și 222Rn (Csegzi 2007)
Radonul este prezent în concentrații diferite peste tot: în roci și în sol, în apele supra- și subterane, în atmosferă, chiar și în interiorul clădirilor. 222Rn și 220Rn existente în atmosferă provin în primul rând din sol; evident, datorită conținutului de 238U și 232Th al solului (Papp 2011). Este interesant (Csegzi 2007) că, deși activitatea specifică de 238U și 232Th a solului este aceeași, exhalația de 220Rn a solului este mai mare decât cea de 222Rn căci constanta de dezintegrare pentru 220Rn (45,78 h− 1 ) este mult mai mare decât cea a 222Rn (7,55·10-3 h− 1 ).
Studierea radonului este justificată din mai multe perspective (Cosma et al. 2008, Cosma și Jurcuț 1996, Szabó 2005), incluzând și efectele terapeutice utilizate în balneologie și aspectele de risc asupra sănătății umane (Darby et al. 1995, Kreuzer et al. 2008, Nusinovici et al. 2010). Radonul, prin intermediul radiațiilor alfa, influențează sănătatea umană în mod direct sau indirect, așadar sunt esențiale informațiile privind acest element radioactiv.
Efectul radonului asupra sănătății umane
Efectele radonului asupra sănătății umane au fost identificate cu secole înaintea descoperirii elementului (Bardács 2002, Becker 2001). În secolul al XV-lea a început mineritul din Schneeberg (Germania) și Joachimsthal (Cehia); a atras atenția savanților/ medicilor cu apariția frecventă și letală a unei boli pulmonare specifice (Bardács 2002). Fenomenul a fost numit „boala de la Schneeberg”. Doar în 1879 au recunoscut Haerting și Hesse că, de fapt, cancerul pulmonar este răspunzător pentru moartea timpurie a minerilor din zonele amintite. La sfârșitul secolului al XIX-lea au crezut, însă, că arsenul, praful și metalele grele stau la baza cancerului pulmonar amintit. La începutul secolului al XX-lea, soții Curie au identificat radiu și poloniu în minereuri din locurile amintite mai sus. Doar după primul Război Mondial au arătat Ludewig și Lorenser corelația dintre radioactivitate și cancerul pulmonar, iar ca și cauză principală a bolii au definit inhalarea îndelungată a aerului cu concentrație ridicată de radon. Doar în anii 1980 a fost descoperit că radonul provenit din scoarța terestră se acumulează nu numai în mine, peșteri, grote, mofete etc. ci și în alte spații închise (inclusiv clădiri). Așadar, în sec. al XX-lea radonul a trecut limitele geologiei aplicate și fizico- chimiei, și a devenit o temă provocatoare și importantă atât în cadrul sănătății publice cât și în domeniul balneologiei.
Becker (2004) face un conspect valoros al literaturii de specialitate în lucrarea „Un secol cu terapia de radon”. Această lucrare pune accentul pe experiențele Europei de Vest, în special pe Germania și Austria. Informații interesante sunt consemnate și despre Italia, Grecia, Franța etc. Apar și regiuni mai îndepărtate, cum ar fi Japonia, Israel, fosta Uniune Sovietică (în special Rusia). Din păcate, Europa Centrală și de -Est abia se ivește în acest studiu: România nu apare deloc, iar Ungaria se menționează o singură dată etc. Din fericire, este vorba despre o deficiență a lucrării și nu despre lipsa literaturii de specialitate în regiunea noastră (Balogh et al. 1960, Cosma et al. 2009, Csige 2008, Cucoș et al. 2014, Jakab 1974, Kikeli et al. 1979, Nagy 2008, Néda et al. 2008a, Pricăjan 1985, Szabó Á. 1978, Szabó E. 1992 și 1998 etc.). Trebuie menționat însă faptul că literatura de specialitate din Europa de Est este deocamdată sporadică și greu accesibilă (în special cele care au apărut înainte de inventarul lui Becker (2004).
Cu toate că în ultimele decenii, s-a scris mai mult despre efectele negative, rămâne cert că efectele benefice ale radiațiilor sunt utilizate încă din antichitate, de exemplu în Gastein (Austria) sau insula Ischia (Italia). Totuși, faptul că apar din ce în ce mai multe studii pe tema sănătate – radon și că o mulțime de organizații internaționale (ex. ISMHC- International Society for Medical Hydrology and Climatology, Societatea Internațională pentru Hidrologie și Climatologie Medicală) se ocupă de cercetarea și promovarea radonului în balneoterapie, sugerează că tratamentele cu radon sunt din ce în ce mai mult recunoscute, eficiente și utilizate. Având în vedere toate aceste aspecte pozitive, totuși, Becker (2004) afirmă că în literatura anglofonă este neglijat efectul biopozitiv al radonului; în unele cazuri chiar se tratează ca și cum ar fi un oximoron sau o metodă de medicină tradițională cu efect placebo.
Mecanismul, cum afectează radonul corpul uman, poate fi prezentat relativ concis (Kávási et al. 2011, Deetjen et al. 2005). Gazul inert ajunge în organism prin piele și plămâni. În timpul tratamentului 222 Rn ajunge la fiecare țesut din corpul uman prin circulația sanguină, așadar are un efect cuprinzător. În final, radonul este eliminat prin plămâni și organele de excreție.
Radonul inhalat în plămâni difuzează în sânge și ajunge în toate celelalte organe (Figura nr. 2. ). După un timp, în țesuturi apare saturația care este determinată de dizolvabilitate (Csegzi 2007). În general, acest proces necesită 30-60 minute, iar în cazul țesuturilor de grăsime este nevoie de mai multe ore. După realizarea echilibrului, repartizarea procentuală în funcție de raportul radonului în aerul inhalat este: în sânge 30%, în țesuturile moi 25-40% (în medie 30%), iar în țesuturile de grăsime chiar 70%. După atingerea saturației în țesuturi, apare echilibrul între cantitatea de radon preluat și cedat. Așadar, conținutul de radon al țesuturilor nu depinde de cantitatea de aer preluat pe minut de individ.
Figura nr. 2. Distribuția radionuclizilor în organism (Csegzi 2007)
Fizicianul Teller Ede a declarat că radonul din băile seci este ca și vaccinul, adică întărește în întregime sistemul imunitar uman. Acest fenomen este numit hormesis, adică efectul radiației asupra sănătății umane depinde de doză; toxicitatea însă nu este lineară, ci există un anumit prag până când radiațiile au efecte pozitive. Așadar, radiațiile până la un anumit nivel scăzut (aprox. 100 mSv / an) sunt benefice sănătății umane sau cel puțin neutre. Modelul LNT (Linear No Threshold) afirmă că efectele negative ale radiațiilor ionizante sunt proporționale cu doza. Cert este că nenumărate cercetări științifice s-au ocupat de relația radon- sănătate în ultimii 100 de ani (Becker 2004, Deetjen și Falkenbach 1999, Jakab 1974, Pratzel și Deetjen 1997, Pricăjan 1985, Szabó 1998, Szabó 2005 etc.). La nivel internațional, numeroase cercetări susțin fenomenul hormesis (Averbeck et al. 2006, Kant et al. 2003, Lázár et al. 2003, Néda et al. 2008a), iar alții pledează pentru modelul LNT (Azzam et al. 1996, Néda et al. 2008b). Se știe însă că radonul în organism se dezintegrează în continuare, iar elementele astfel apărute sunt de aceeași importanță ca și radonul (Csegzi 2007). La nivel local, în județul Covasna numeroase studii științifice și mii de cazuri empirice demonstrează fenomenul hormesis (Brassai 2004, Jánosi et al. 2013, Kisgyörgy 2013). Tratamentul cu ape și gaze radonice se numește și alfaterapie, deoarece ionizarea se produce 90% datorită radiațiilor alfa (Szabó 1978). Pe parcursul unui tratament balnear, de obicei sunt combinate metodele clasice ale medicinei cu utilizarea unor factori de mediu, ex. mofetă, apă minerală, nămol. Radonul este resorbit de organism în proporții diferite, în funcție de modul de administrare: cură de băut, băi de apă, băi de gaze sau inhalații (Mureșan 1974).
Radonul inhalat și descendenții acestuia sunt reținuți în proporție de 20-80% la fiecare respirație (Csegzi 2007). Descendenții liberi se depun pe părțile superioare ale sistemului respirator, iar cei fixați pe aerosoli se depun în regiunea plămânilor. Experiența măsurătorilor arată că înainte de dezintegrare părăsesc plămânii descendenții 222Rn în proporție de 33%, iar descendenții 220Rn în proporție de 50%. Din acest motiv scade doza în regiunea plămânilor cu 33 respectiv 50% dar crește doza în celelalte organe. Doza și raportul doză/expunere depind de următorii factori:
proprietățile fizice ale aerosolilor inhalați;
modul de inhalare (respirație prin nas sau prin gură);
viteza și profunzimea respirației;
forma plămânilor;
parametrii sistemului respirator al omului.
Așadar, diferite organe ale corpului uman sunt influențate diferit, însă benefic, în urma tratamentelor cu gaze mofetice care conțin radon (Brassai 2000 și 1999, Falkenbach at al. 2005, Néda et al. 2008a, Szabó 2005 și 1978, Mureșan 1974). Efectul pozitiv asupra sistemului endocrin se manifestă prin favorizarea hipofuncției tiroidiene, stimularea glandelor sexuale și intensificarea eliminării acidului uric. Cercetările arată și un intens efect diuretic. Totodată, mofeta este recomandată și în cazul unor boli ginecologice, infertilitate și impotență. Cura adecvată aduce rezultate bune în diferite probleme cardio- vasculare, de exemplu are efecte benefice atât la hipotensivi cât și la hipertensivi. Datorită ameliorării circulației periferice, tratamentul se dovedește eficace și în unele boli de piele. Prin modificarea metabolismului nucleic, radiația acționează atât asupra sistemului nervos central cât și asupra sistemului nervos vegetativ. Diferite tipuri de reumatism sunt tratate cu succes în mofete.
Un avantaj imens al terapiei adecvate de radon față de tratamentul cu medicamente este diminuarea efectelor secundare negative. De exemplu, aproximativ 12 000 de persoane mor în SUA și cca. 1000 în Germania doar în urma efectelor secundare ale medicamentelor antireumatice (Becker 2004, Jöckel 2002).
Terapia cu radon este contraindicată în unele cazuri (Néda et al. 2008a, Szabó 2005 și 1978): bolile febrile, tumori, tuberculoză, graviditate, psihopatii, depresii, menstruație, probleme respiratorii etc. Există o tendință de a folosi empiric mofetele, însă precauția adecvată și sfatul specialiștilor ar putea diminua efectele negative apărute în urma neglijenței sau neinformării corecte. Radonul poate însemna și un risc pentru sănătatea umană, având în vedere că radonul contribuie într-un procent ridicat la iradierea corpului uman (Cosma și Jurcuț 1996).
Comisia Internațională de Protecție Radiologică (ICRP) a recomandat anumite nivele de activitate și, la nivel mondial, aceste recomandări au stat la baza stabilirii unor doze limită precizate. Radonul exagerat (expunerea la concentrații mai mari decât cele recomandate) atacă în primul rând plămânii, în special epiteliul bronșic. Totodată, există și un risc crescut de apariție a unui anumit tip de cancer pulmonar.
La nivel global se desfășoară mai multe studii epidemiologice care încercă să estimeze acest factor de risc. Rezultatele obținute până în prezent, au arătat că după fumat, în ordinea impactului asupra sănătății populației civile (neangajate profesional), radonul este următorul factor de risc privind cancerul pulmonar.
Provocările importante din perspectiva balneoterapiei cu radon înseamnă, printre altele următoarele aspecte (Backer 2004):
Răspândirea atitudinii radiofobe în societate în urma campaniilor anti- nucleare,
Problemele sistemului de asigurare medicală, în urma situației economico – sociale din Europa,
Publicațiile și recomandările unor asociații de specialitate, care popularizează protecția împotriva radiațiilor,
Puterea de lobby a industriei farmaceutice.
Totodată, în Europa Centrală și de Est, rămâne o provocare lipsa informațiilor cuprinzătoare, accesul la datele sporadice și faptul că majoritatea mofetelor sunt utilizate fără monitorizare științifico – medicală. Totuși, din ce în ce mai mulți medici, cercetători și pacienți acordă atenție emanațiilor de gaze (Figura nr. 3.). Rezultatele pozitive atât în stadiul de prevenție, cât și în stadiile de tratament și recuperare, sunt răspândite nu numai prin intermediul literaturii de specialitate, ci și prin mass – media și comunicare directă. Așadar, tratamentele cu gaze mofetice, incluzând radonul, devin din ce în ce mai cunoscute și mai populare.
Utilizat în mod adecvat, radonul rămâne cel mai avantajos radionuclid în tratamentul balnear, deoarece ionizarea specifică este mare și timpul de eliminare este scurt (Szabó 1978). Așa cum afirmă și Becker (2004), beneficiile terapiei adecvate cu radon exced semnificativ dezavantajele și riscurile asociate cu acest element radioactiv.
Figura nr. 3. Conferința Central și Est – Europeană pentru Sănătate și Mediu,
2014, Cluj – Napoca: ștand pentru ape minerale și mofete
2.2.2. Aspecte generale privind mofetele
Definiții și clasificări
Termenul mofetă are rădăcinile în cuvântul latin mephitis care denotă emanații puturoase. Una dintre mofetele celebre din România este Peștera Puturoasă (Figura nr. 4.), care degajează o duhoare în mod continuu datorită componentei de hidrogen sulfurat al gazului emanat. La un eveniment organizat în Hotelul de lângă această mofetă populară, proprietarul Spaului a declarat că această duhoare pentru el este mai prețioasă decât odorul parfumurilor pariziene, deoarece pentru el aceasta este flerul copilăriei. Astfel, din perspectiva subiectivă este incert ce denotă putoare și ce înseamnă aromă, știința însă folosește preponderent prospectul obiectiv.
Figura nr. 4. Vestita Peșteră Sulfuroasă (Puturoasă)
de la Băile Bálványos, jud. Covasna
Așadar, termenul mofeta denotă un fenomen post – vulcanic, care se manifestă prin emanații de gaze (în principal CO2) la temperaturi relativ scăzute (Feru 2012). În zonele post vulcanice gazele mofetice sunt prezente liber sau dizolvate în ape minerale (Péter și Makfalvi 2011). Mofetele se mai numesc și băi seci (Néda și al. 2008b). Anumite cercetări (Vallasek 2011, Vaselli et al. 2002) menționează că emanațiile de CO2 apar nu numai pe baza efectelor post – vulcanice, ci și în urma unor procese de transformare termică de adâncime. Gyila (2006) recomandă ca termenul de mofetă să fie folosit doar pentru sedimentul de bioxid de carbon, în rest să utilizăm termenul de emanație de bioxid de carbon sau geogaz. Emanațiile de CO2 pot fi emanații de gaze uscate (mofetă) sau dizolvate în ape minerale. Așadar, mofetele sunt în principal emanații de CO2 uscat la temperaturi scăzute, care izbucnesc din adâncurile Pământului spre suprafață. Gazele de mofetă au, în general, origine magmatică sau o componentă de mantă (Papp 2011).
În timpul activității vulcanice, uneori și în pauzele acesteia apar emanații de gaze. Degajarea de gaze poate dura și milioane de ani după încetarea activității vulcanice, fenomen pe care îl numim activitate post-vulcanică. Pe lângă mofete, multe alte fenomene fac parte din această categorie: fumarola, solfatara, gheizer, vulcani noroioși, ape termale etc., majoritatea lor este utilizată în scopuri terapeutice și / sau de agrement. Astfel de fenomene apar în zonele vulcanice (Figura nr. 5.).
Figura nr. 5. Harta vulcanică a lumii (Sursa: http://geospatialdesktop.com)
„Mofetăriile”, umede sau uscate, după caz, se construiesc din diferite materiale (beton, piatra, cărămidă, lemn etc.) și sunt prevăzute cu gradene interioare pentru diferite înălțimi (Munteanu și Cinteza 2011).
Mofetăriile pot fi amenajări tehnice în forma de amfiteatru, cu contur poligonal, pătrat, oval sau rotund, cu număr variat de trepte, care permit o poziție comodă a pacientului și o reglare a nivelului gazului în timpul tratamentului (Figura nr. 6.).
Mofetele se diferențiază în 3 tipuri din perspectiva alimentarii cu dioxid de carbon (GR 2004):
mofete pe sursă, care utilizează gazul provenit direct din emergența naturală;
mofete alimentate, care utilizează gazul transportat din surse forate sau din alte surse prin intermediul unor rezervoare de înmagazinare și distribuție;
mofete alimentate cu dioxid de carbon industrial îmbuteliat.
1. 2.
Figura nr.6. Trepte în interiorul mofetei
1. Spitalul de recuperare cardiovasculara Dr. Benedek Géza Covasna
2. Hătuica
Emanațiile de gaze, ambianțe specifice
Compoziția gazului mofetic este foarte diferit de cea a aerului. De exemplu, aerul în condiții normale conține bioxid de carbon într – o proporție mai mică decât 0,1 %, iar în mofetă ponderea de CO2 ajunge și, uneori, chiar depășește, 90 %. În zone postvulcanice anumite condiții geografice împiedică depunerea gazelor emanate, astfel bioxidul de carbon și celelalte gaze se amestecă cu aerul în scurt timp și, deci, influența va fi redusă/ mică asupra viețuitoarelor. În alte condiții însă, gazele mofetice nu se amestecă așa ușor cu aerul și influențează semnificativ atât microorganismele, cât și flora și fauna din zona gazului mofetic.
Animalele sunt incapabile de supraviețuire la concentrații de CO2 mai ridicate decât 15%. Mamifere își pierd conștiința deja la 8-10% bioxid de carbon care, de multe ori atrage după sine pieirea acestora. Diferite animale, de exemplu cârtița (Talpa europaea), țin o distanță adecvată de la emanațiile de gaze (Pfanz 2008). Alte animale însă, zboară, merg sau se târâie în „mormântul” lor. Acest fenomen este sugerat și de denumiri ca „Cimitirul păsărilor” sau „Peștera ucigașă”. Cadavrele animalelor din astfel de locuri permit anumite analize și concluzii privind fauna din zonele învecinate. De exemplu, Barti și Kovács (2000) au studiat 2 mofete din județul Covasna timp de un an și jumătate, din perspectiva animalelor vertebrate. În acest timp, au identificat 463 cadavre de animale, dintre care 33 amfibieni, 10 reptile, 332 păsări și 88 mamifere.
Unele animale nevertebrate suportă relativ bine concentrațiile ridicate de bioxid de carbon. De exemplu, Russell și colaboratorii săi (2011) au studiat Collembole în jurul unor mofete din Cehia. Au identificat aceste animale și în locurile unde concentrația de CO2 era apropiat de 100 %. Așadar, aceste nevertebrate suportă și condițiile anaerobe în anumite condiții. Totuși, a reieșit și faptul că bogăția de specii de Collembole se reduce cu creșterea concentrației de bioxid de carbon; la 1% s-au identificat 23 de specii, iar la 20-40% doar 13 specii.
În anumite cazuri, vegetația lipsește cu desăvârșire în vecinătatea emanațiilor de gaze, cauza principală fiind faptul că este prea ridicată concentrația bioxidului de carbon și, mai ales, prea scăzut aportul oxigenului. Totodată, există și specii de plante care tolerează bine zonele cu emanații de gaze, de exemplu Carex nigra, Carex acutiformis, Eriophorum angustifolium, Eriophorum vaginatum (Russell et al. 2011). Mai mult, unele plante au fost identificate doar în arii cu emanații de CO2, de ex. Agrostis canina ssp. monteluccii (Selvi 1994).
În unele locații, emanațiile de gaze care sunt inodore sunt semnalate, „trădate” de vegetația specifică. Uneori vegetația specifică apare sub forma unor cercuri concentrice în jurul izvorului de CO2 uscat. De multe ori nu numai flora este specifică, ci apar modificări în dimensiunile, în structura, respectiv în performanța plantelor din cadrul anumitelor specii (Raschi et al. 1997, Vodnik et al. 2002 și 2006). Putem diferenția două tipuri de reacții la plante în condiții de bioxid de carbon ridicat (Pfanz 2007). Tipul A, adică reacții rapide care durează doar câteva minute sau ore, și se manifestă prin schimbarea respirației, fotosintezei etc. Acest tip A, se măsoară relativ ușor cu aparate adecvate. Tipul B denotă schimbări lente, care se manifestă prin modificări anatomice și fiziologice durabile. Astfel de modificări pot fi la: numărul și dimensiunea frunzelor, numărul și fertilitatea plantelor, numărul și calitatea semințelor etc.
În cazul microorganismelor a fost demonstrat că activitatea unor bacterii descrește atunci când se ridică concentrația bioxidului de carbon din sol (Sibanc et al. 2014). În consecință, producția de humus devine mai lentă. Totodată, s-a arătat și faptul că în condiții de CO2 ridicat crește aportul bacteriilor anaerobe, cum ar fi populațiile de Methanomicrobia, Chloroflexi, Firmicutes etc. Din toate aceste schimbări rezultă modificări semnificative în ecosistemele respective: circuitul elementelor, producția de metan, biodiversitatea la nivel de specie etc. Totodată, zona mofetelor oferă bun prilej pentru studierea schimbărilor durabile ale factorilor abiotici în cadrul ecosistemelor afectate.
Înaintea cutremurelor și erupțiilor vulcanice, se schimbă caracteristicile fizico – chimice ale mofetelor. Pfanz (2007) afirmă că modificările factorilor biotice din cadrul ecosistemelor din zona mofetelor contribuie la prevederea cutremurelor, respectiv a erupțiilor vulcanice.
Figura nr. 7. Republica Cehă: Marienbad, Mariánské Lázně
(Sursa: www.marianskelazne.cz)
Și în Germania balneoterapia are tradiții vechi. De exemplu, substanțele terapeutice din Swalbach (denumirea veche Langenswalbach) și Kissingen au fost documentate deja în secolele al XVI-lea și al XVII-lea. Băile uscate sunt folosite în multe locuri: Kyll, Eyech, Pyrmont, Bad Düben, Bad Reichenhall etc. În unele locații (ex. Bad Brambach, Weissenstadt) terapia cu radon este oferită ca un serviciu separat, având în vedere beneficiile sale medicale, de sport și de înfrumusețare.
În Grecia sunt sisteme vulcanice active. Așadar, această țară prezintă nenumărate fenomene vulcanice și postvulcanice în zonele Methana, Milos, Santorini, Nysiros etc. În locațiile amintite se găsesc multe emanații de gaze.
În Austria băile seci sunt utilizate în multe locații, cum ar fi Viena, Zeefeld, Bad Tatzmannsdorf. Sunt răspândite și băile artificiale cu bioxid de carbon (Figura nr. 8. ). Băile seci sunt oferite împreună cu avantajele lor multiple, incluzând cele de balneoterapie, spa, sport, wellness, fitness etc. Și în Austria este oferit separat terapia de radon, de exemplu în Bad Hofgastein.
Figura nr. 8. Baie seacă artificială (Sursa: www.co2-therapy.com)
În Franța, sunt populari factorii terapeutici naturali incluzând tratamentele cu apă termală și cu bioxid de carbon, de exemplu în Neyrac les bains în zona Ardeche. În Royat (regiunea Auvergne) de pildă, sunt tratați zeci de mii de pacienți. Metodele balneologice utilizate, câteodată, sunt diferite de cele utilizate în Europa Centrală.
În Polonia, în zona Bad Warmbrunn (Cieplice Zdrój) atracțiile principale sunt apele minerale, respectiv cele termale. Pe lângă băile seci, sunt oferite și tratamente de băi clasice și cure de băut. În unele locații, tratamentele balneare sunt oferite prin intermediul unor sanatorii, Bad Polzin (Polczyn Zdrój), Kolberg (Kolobrzeg) etc. Terapia cu radon este oferită pacienților și în mod independent, împreună cu informațiile adecvate referitoare la efectele benefice, de ex. (Swieradów Zdrój) și Bad Landeck (Ladek Zdroj).
În Ucraina, băile seci sunt oferite atât în cadrul sanatoriilor (ex. Podyllia), cât și în incinta altor unități de balneo – terapie, respectiv spa și cosmetică. În zona Vinnitsa, băile de bioxid de carbon și radon sunt oferite și separat, în forme independente.
În Rusia, băile terapeutice au început în secolul al XVIII-lea, pe perioada țarului Petru. El, după ce a vizitat Carlsbad și Pyrmont, a inițiat cartarea și utilizarea izvoarelor din țara lui. Sunt folosite cu scopuri medicale ape minerale, nămoluri terapeutice, precum și băi seci; acestea din urmă întâlnindu-se, de ex. în Kislovodsk și Yangan Tau. În Rusia, o ramură importantă a cercetării factorilor naturali balneologici (inclusiv gaze și ape terapeutice) este: cum poate deveni independent factorul de la sursă, fiind date distanțele geografice mari.
Emanațiile de gaze apar, în primul rând, în zonele unde sunt vulcani activi, sau în regiunile unde activitatea vulcanică a încetat recent (în context geologic). Așadar, găsim emanații de gaze și în Japonia, Indonezia, Noua Zeelandă, precum și în partea de Vest a Americii de Sud și -Nord, partea de Est a Africii etc.
Factorii terapeutici (gaze mofetice, ape minerale, izvoare termale etc.) pot deveni, mai mult sau mai puțin, independente de sursă, însă din perspectiva utilizării lor durabile este avantajos să fie folosite cât mai aproape de originea lor. Totodată, din perspectiva utilizării băilor seci în mod natural, trebuie amintit și efectul cumulativ al bioxidului de carbon, al ionilor negativi, al radioactivității și al altor componente (de ex. hidrogen sulfurat, bioclimat din zonă). Așadar, deși a crescut popularitatea băilor seci artificiale, cele naturale le întrec prin efectele lor benefice cumulative.
Utilizarea tratamentelor mofetice la nivel global
România deține aproximativ 8.500 de izvoare minerale și termale, adică aprox. o treime din aceste zăcăminte din Europa; așadar, este cea mai bogată țară din punct de vedere al resurselor balneare europene (Munteanu și Cinteza 2011). Așezarea avantajoasă din punct de vedere geografic și geologic explică diversitatea și bogăția de factori naturali terapeutici de pe teritoriul țării. Aici găsim, pe lângă mofete și izvoare termale / minerale, lacuri sărate, nămoluri minerale sau sapropelice, saline etc. Totodată, găsim și bioclimate specifice, cum ar fi: cel excitant solicitant (de litoral si de câmpie), cel sedativ (corespunzător regiunilor de dealuri și coline), respectiv bioclimatul tonic – stimulent (corespunzător regiunilor de munte). Însă, numai aprox. 10% din izvoare și resurse sunt exploatate, probabil din cauza situației economice și mentalității postcomuniste și, nu în ultimul rând, datorită decalajului de abordare a cercetării științifice. Așadar, România are un potențial deosebit din perspectiva turismului balnear.
Deși în România, în special în județele Covasna și Harghita, mofetele apar relativ frecvent în alte părți ale Europei însă, este rar acest fenomen. Probabil, cea mai populară mofetă este Grotta del Cane din Italia. Se presupune că numele acestei grote evpcă moartea câinilor din trecut în acest loc în urma emanațiilor de gaze. Cert este că se folosesc gazele din Italia în scopuri medicale de aprox. 2000 de ani.
În Ungaria, numai din 1999 se consideră oficial gazul mofetic ca și o substanță naturală terapeutică. Cea mai frecventată mofetă este cea din Mátraderecske, având 93 – 95 % CO2 și radon de ordinul 100 kBq/ m3. Se mai găsește mofetă și la Parádfürdő, combinat cu servicii moderne de turism în munții Mátra. Și la Kapuvár sunt emanații de gaze utilizate în scopuri terapeutice, activitatea radonului fiind doar de ordinul 1 kBq/ m3 (Tóth 2003).
În Republica Cehă balneoterapia are tradiții aprofundate și, în consecință, infrastructură adecvată dezvoltată de-a lungul secolelor (Figura nr. 7.). Se utilizează atât băile naturale cu bioxid de carbon cât și cele artificiale. Mai multe localități oferă servicii de baie seacă, de exemplu Bojnice, Sliac, Piestany, Dudince. Totuși, locațiile cele mai renumite și pline cu eleganța trecutului rămân Marienbad (Mariánské Lázně) și Karlsbad (Karlovy Vary). În aceste localități au fost în vizită celebrități ca Goethe, Chopin, Mark Twain, Wagner, precum și mulți aristocrați ai Imperiului Austro- Ungar.
2.2.3. Mofete din județul Covasna
Informații generale
Primele date științifice privind apariția gazelor mofetice în Carpații Orientali și utilizarea lor în scopuri medicale apar deja în secolul al XVIII-lea: Bél Mátyás, Ferdinand de Marsegli, I. Fridvalszky etc. (Pricăjan 1985). Fridvalszky (1761) scrie în lucrarea lui „Mineralogia Magni Principatus Transilvaniae” despre Peștera Puturoasă: „aici se adună toți cei suferinzi de scabie, dureri de cap și boli oculare”.
În continuare, multe studii s-au ocupat în ultimele secole și, mai ales, în ultimele decenii de fenomenele vulcanice și post- vulcanice din Carpații Orientali (Airinei și Pricăjan 1975, Carlo et al. 1999, Fielitz și Seghedi 2005, Harangi Sz. 2011, Seghedi et al. 2010 etc.).
Apele minerale au primit o atenție mai sporită decât mofetele, probabil din cauză că utilizarea apelor era și este mai răspândită decât cea al băilor seci.
De exemplu, cadastrul apelor minerale a apărut deja în anii ’70 (Kisgyörgy Z. 1976), pe când cadastrul mofetelor a fost finalizat doar în 2012 (Jánosi Cs., Berszán J. și Péter É.).
În județul Covasna sunt aprox. 40 de mofete în zonele vulcanice și fliș, respectiv în depresiunile intramontane (Tabelul nr. 2.).
Multe localități care dețin mofete au mai multe băi seci, de exemplu comuna Turia sau orașul Covasna (Figura nr. 9.).
Tabelul nr. 2. Localități cu mofete în județul Covasna
(adaptat după Jánosi Cs., Berszán J. și Péter É. 2012)
Figura nr. 9. Mofeta principală al orașului Covasna,
cea din Spitalul de recuperare cardiovasculara Dr. Benedek Géza
De-a lungul lanțului vulcanic Harghita (Carpații Orientali) de origine neogenă, există multe iviri de emanații de CO2 uscat (Papp 2011). Migrația ascendentă a gazelor spre suprafață este favorizată și controlată de așa numitele falii tectonice (Néda et al., 2008 a,b; Papp et al., 2010). Aceste gaze provin din adâncimi mari și arată conexiuni cu efectele postvulcanice din zonă (Szabó 1998). Totodată, există și explicații care leagă apariția gazelor de procesele termice ale calcarului din adâncime (Vaselli et al. 2002).
Mofete: proprietăți fizico – chimice semnificative din perspectiva sănătății umane
Literatura de specialitate (ex. Jakab 1977, Jordan 1964, Kisgyörgy 1976, Munteanu și Cinteza 2011, Mureșan 1974) conține date complexe privind apele minerale și mofetele din perspectiva compoziției chimice, originii geologice, radioactivității și efectelor fiziologice. Deoarece gazele mofetice și cele din apa minerală au surse similare, compoziția lor este asemănătoare. Ele pot fi utilizate în balneologie atât în faza de prevenție, cât și în cele de tratament și recuperare. Proprietățile fizico – chimice al mofetelor influențează în diferite moduri efectele lor fiziologice asupra corpului uman (Antal – Szőke 1979, Boni 1987, Cseh 1980).
Gazul principal din mofete este CO2 care, de obicei, provine din adâncimi mari și arată conexiuni cu vulcanismul din zonă (Néda et al. 2008a, Szabó 1998). Conținutul de CO2 ale emanațiilor de gaze, în general, variază între 80,4 – 95,3 % (Szabó 1998). În unele mofete, avem bioxid de carbon în cantitate acceptabilă fără intervenții antropice majore, în alte locuri, însă, gazul este asigurat din ape minerale prin separare. În cazuri excepționale, se folosește CO2 îmbuteliat.
Bioxidul de carbon ajunge în organism prin piele și prin respirație, se dizolvă în sânge și așa, ajunge la fiecare celulă. CO2 are niște efecte bine definite și mult studiate asupra corpului uman: dilatația vaselor capilare, excitația centrului de respirație, creșterea absorbției de oxigen, intensificarea metabolismului celular etc. (Brassai et al. 2004, Szabó 1998). Temperatura neutră, 21 – 29 șC, este cea optimă în mofete (Antal – Szőke 1979). Pe lângă bioxidul de carbon gazele mofetice conțin și altele, cum ar fi: nitrogen, oxigen, metan, hidrogen sulfurat, gaze nobile, incluzând și radonul.
Gazele mofetice conțin și radon, activitatea căruia variază (Vaselli et al. 2002, Szabó 1998). Radonul stimulează întregul organism. De-a lungul timpului, s-a arătat că efectele biologice depind de mulți factori: doza totală de radiație absorbită, sensibilitatea organismului, tipul radiației etc. Pe lângă Rn – 222 sunt prezente în mofete și elemente radioactive rezultate din dezintegrarea acestuia (ex. Po- 218, Pb-214, Bi-214, adică RaA, RaB, RaC). Aceste elemente radioactive se dezintegrează emițând radiații alfa, beta și gama. Efectul complex al acestui gaz radioactiv asupra sănătății umane a fost detaliat intr-un subcapitol precedent. Radonul joacă un rol important și în procesele de ionizare; din dezintegrarea unui singur atom de Rn rezultă aprox. 169000 ioni (Szabó 1998).
În mofete apar diferiți ioni negativi și pozitivi, incluzând O – , O 2- , OH – , H 2 O – , H 3 O – , N – , CO 2- , respectiv H + , O + , O 2+ , OH 3+ , N 2+ , H 3 O + . Cantitatea ionilor din incinta mofetelor este mai mare cu aprox. două unități de măsură (adică de ordinul 104 ion/ ml), decât cea din aerul obișnuit. Ponderea mare a ionilor negativi influențează benefic organismul uman prin efecte multiple: descrește tensiunea, calmează sistemul nervos, micșorează valoarea de pH al sângelui, scade pulsul, se reduce încărcarea inimii etc. (Szabó 1998) . Totodată, ionii negativi au efecte pozitive și asupra neuronilor din plămâni, calmează unele boli respiratorii, inclusiv astmul.
Hidrogenul sulfurat nu este prezent în fiecare mofetă. Unde apare, prezintă un aport scăzut, de ex. chiar și în Peștera Puturoasă (numită și Sulfuroasă) rămâne sub 1%. Totuși, acest gaz are efecte terapeutice importante în special din perspectiva bolilor de reumatism (Jakab 1974, Szabó 1998). Totodată, H2S crește activitatea glandei suprarenale. În plus, hidrogenul sulfurat are și efecte antispasmodice și influență în procesul de vasodilatare.
Așadar, gazele mofetice prezintă un efect complex asupra corpului uman. Utilizarea adecvată a mofetelor are un rol important în prevenirea unor boli, în abordarea unor probleme gerontologice, precum și în tratamentul unei serii întregi de maladii. În plus, pentru intensificarea efectelor, tratamentul cu gaze mofetice poate fi combinat cu alți factori terapeutici naturali sau cu medicație obișnuită. Un avantaj deosebit al acestei ramuri din balneologie, comparativ cu medicamentele regulate, este că nu are efecte secundare semnificative. Un potențial promițător zace în mofete din perspectiva pachetelor de sport, turism, fitness și spa.
Radonul în mofetele din județele Covasna și Harghita
Radioactivitatea gazelor emanate influențează direct efectele medicale, în plus, are efect și asupra proceselor de ionizare din incinta mofetelor și astfel contribuie, în mod indirect, la condițiile balneologice. Consumarea apelor minerale radioactive poate avea atât efecte pozitive, cât și negative asupra sănătății umane.
Așadar, a fost și este un domeniu interesant și important studierea radioactivității din perspectiva mofetelor și al apelor minerale (Tabelul nr. 3.). Radioactivitatea gazelor mofetice și a apelor minerale se datorează în primul rând radonului (Szabó 2005). În județele Covasna și Harghita, primele cercetări de radon au fost efectuate de G. Atanasiu și G. Dima în anii 1920 (Jakab 1974). Datele acestor studii sunt, însă, departe de cele recente din cauza metodelor primitive. La fel, nici datele lui I. Starub din anii ’40 nu subt exacte. În a doua jumătate a secolului al XX-lea mai mulți savanți au studiat radonul din zonele postvulcanice, printre care Szabó Árpád, Barabás Béla, Balogh László, Szabó Endre. Cu cât metodologia a devenit mai dezvoltată, cu atât rezultatele au devenit mai precise. În general, activitatea de Rn-222 în mofetă este mai mare cu 4 unități de măsură (Szabó 1998).
Proveniența gazelor mofetice este diferită (Tabelul nr. 2.). De exemplu, gazele din orașul Covasna și din Șugaș – Băi, provin din zona de fliș. Cele mai mari valori de activitate au fost măsurate în Peștera Puturoasă: 56,27 Bq/l (Szabó 2005); acest gaz provine din andezit.
Tabelul nr. 3. Radioactivitatea gazelor naturale din mofete selectate din județele Covasna și Harghita
(ed. pe baza datelor Mócsy și Néda 2005, Szabó E. 1998, Szabó Á. 2005)
2.3. Radioactivitatea artificială și cesiul – 137
În acest subcapitol, ideile sunt grupate în jurul cesiului, mai precis în jurul radiocesiului. Izotopul de cesiu (137Cs) apare în urma proceselor de radioactivitate artificială, așadar, va fi abordată separat radioactivitatea din această perspectivă, inclusiv utilizarea pașnică și militară a acestui fenomen. Vor fi tratate într-un subcapitol separat accidentele și activitățile nucleare care, au avut efecte semnificative asupra mediului și/ sau asupra populației umane. Spre final apar caracteristicile elementului Cs – 137 care, îngăduie acestui element să fie cel mai bun indicator de contaminare post Cernobâl.
2.3.1. Fisiunea nucleară, utilizare pașnică și militară
În 1939, a fost descoperită fisiunea nucleară în Germania. Fenomenul, pe scurt, înseamnă scindarea în două a unui atom greu de U – 235 sau Pu – 239 produsă de un neutron, din care rezultă energie uriașă și peste 250 radionuclizi. Acest fenomen stă la baza armelor nucleare, motoarelor pentru propulsie, centralelor nucleare electrice etc. Perioada de descoperire fiind tocmai înainte de al II-lea Război Mondial, fisiunea nucleară a avut o imediată utilizare în domeniul militar. Bineîțeles, s-a utilizat și în scopuri pașnice cu beneficii certe pentru omenire: activități economice, procese medicale, aplicații în cercetare etc.
În medicină, se utilizează radionuclizi artificiali (ex. cobalt – 60, iod – 131) în tratamentul diferitelor tipuri de cancer. Utilizarea radiațiilor implică de multe ori expunerea persoanelor bolnave la doze semnificative care, pot ajunge la câțiva milisieverți (mSv) în diagnosticare și până la câțiva sieverți (Sv) în terapie (ANPM 2014). Unele radionuclizi, precum cesiu – 137, iridiu – 192, sunt folosiți la fabricarea unor aparate de iradiere, care eliberează radiații gama intense pentru tratarea diferitelor boli. Substanțele radioactive, cu timp de înjumătățire scurt, se utilizează în imagistica medicală, de exemplu în diagnosticarea unor boli ale creierului. Stronțiul (Sr – 89) și samariul (Sm – 153) sunt utilizate pentru reducerea durerilor.
În industria energetică, ponderea producției pe bază nucleară este semnificativă (ANPM 2014). În unele țări, ex. Lituania, ponderea centralelor nucleare în producția de electricitate ajunge până la 85%. În România, aportul este semnificativ: peste 10% din energia produsă este asigurată de CNE Cernavodă. În Uniunea Europeană, aproape o treime din energia electrică, provine din centre nucleare. Energia nucleară contribuie și la reducerea emisiilor de CO2, aspect important din perspectiva schimbării climatice. Totodată, această tehnologie reduce dependența societății de combustibili fosili (cărbune, gaze naturale, țiței).
Utilizarea elementelor radioactive necesită tratarea specială al combustibilului nuclear uzat și ai radionuclizilor de fisiune, incluzând stocarea, în deplină siguranță, ale deșeurilor pentru un timp îndelungat.
Neglijarea acestor măsuri, strict reglementate, poate atrage după sine contaminarea radioactivă al mediului. Cele două grupuri mari de contaminare radioactivă reprezintă testările de armament nuclear în atmosferă, respectiv accidentele nucleare, în special catastrofa din Cernobâl.
2.3.2. Accidente și activități nucleare cu impact semnificativ asupra mediului
Testele cu arme nucleare, bineînțeles, reprezintă impact semnificativ asupra mediului. Testele „regulate” s-au început după al II-lea Război Mondial, respectiv în noiembrie 1952. Radionuclizii artificiali, proveniți din aceste teste, s-au depus pe arii largi, în special, pe suprafața solului. Aceste teste nucleare au injectat diferite radionuclizi în stratosferă care, au fost transportați ulterior în jurul Pământului, și s-au omogenizat pe întregul volum atmosferic. Intrarea acestor radionuclizi în troposferă a condus la depunerea lor pe suprafețe întinse. Principalii radionuclizi care s-au depus și care, se regăsesc și în prezent, sunt: Sr – 90, Cs – 137, Pu-239-240-241 (Begy 2009). Pe emisfera nordică, depunerile au ajuns la un nivel semnificativ deja în anul 1954 și, a mai crescut în următoarea perioadă. S-a înregistrat o scădere în anul 1958, după care, a urmat o creștere nouă din cauza reluării testelor. După tratatul din 1963, s-a ajuns la o scădere, însă, la începutul anilor 70, s-a observat iarăși o ușoară creștere datorită țărilor care, nu au semnat tratatul și au continuat testele.
Conform definiției date de Normele Fundamentale de Securitate Radiologică, accidentul nuclear este evenimentul care afectează instalația nucleară și provoacă iradierea și/sau contaminarea populației și a mediului înconjurător peste limitele admise (ANPM 2014). Accidente și activități nucleare care, au fost semnificative din perspectiva impactului asupra mediului, inclusiv asupra populației umane (ANPM 2014, IAEA 2016):
1945, Hiroshima și Nagasaki
1948 – 1951, Celiabinsk (fosta URSS), poluare radioactivă în râul Teka de la instalațiile de producere a plutoniului – 239,
1952, la Chalk River – Canada, accidentul de la un reactor nuclear,
1957, la Windscale – Anglia, accident la un reactor nuclear cu plutoniu
1957, la Kistim (fosta URSS), la instalațiile de producere a plutoniului a avut loc explozia unui tanc cu deșeuri radioactive,
1954 – 1963, în poligoanele de testare a armelor nucleare (fosta URSS, SUA, Oceanul Pacific), peste 1000 teste nucleare (cu bombe atomice și cu hidrogen),
1965 – 1985, la Sellafield – Marea Britanie, poluarea Mării Irlandei cu cesiu – 137 de la uzinele de reprocesare a combustibilului uzat,
1966, la Palomares – Spania, un avion B-52 (din SUA) cu încărcătură nucleară a suferit un accident, rezultând împrăștierea în mediu a uraniului și plutoniului utilizați pentru detonarea a patru bombe cu hidrogen,
1976, în Canada cade satelitul Cosmos 954 (aparținând URSS), cu un reactor nuclear, rezultând contaminarea a peste 100 000 km2,
1979, la centrala din Three Mile Island (SUA), a avut loc un accident nuclear la un reactor,
aprilie 1986, Cernobâl (Ucraina), considerat cel mai mare accident nuclear,
1987, Goiânia (Brazilia), dezmembrarea inconștientă a unei surse de cesiu – 137, utilizată în medicină,
2011, Fukusima, accident la centrala electrică atomică în urma fenomenelor de cutremur și tsunami.
Evenimentul de la Fukusima nu a adus contaminante radioactive semnificative asupra României (Cosma et al. 2011, 2012). Depunerile cele mai semnificative au apărut după accidentul de la Cernobâl, urmate de contaminarea factorilor de mediu, inclusiv a alimentelor și a omului. În România, nu au avut loc accidente nucleare urmate de pierderi de vieți omenești sau de contaminare masivă a mediului. Totuși, au fost evidențiate depunerile radioactive datorate testelor cu arme nucleare efectuate în emisfera nordică.
Accidentul de la Cernobâl, cea mai mare catastrofă din istoria exploatării pașnice a energiei nucleare, a avut loc pe data de 26 aprilie 1986 (ANPM 2014, Cheresteș 2011, Zeciu 2016). În 1986, în cadrul centralei de la Cernobâl funcționau 4 reactori de tip RBMK, adică reactori cu uraniu îmbogățit, cu moderator grafit și cu agent de răcire apă. Puterea termică a unui astfel de reactor era de 1000 MW. Alți doi reactori au fost în faza de construcție. A explodat reactorul unității 4 al centralei nuclearo – electrice, în urma unui experiment greșit. În urma accidentului, a fost eliberată în atmosferă o cantitate mare de radionuclizi care, apoi, s-au răspândit în întreaga Europa.
Condițiile meteorologice au fost foarte variate în primele zile de la accident, în această perioadă au apărut emisiile cele mai semnificative. În ziua accidentului, vântul avea o direcție dinspre NV, așadar, poluarea se ducea deasupra Belarusiei, Poloniei, Scandinaviei, Marii Britanii și Belgiei. Cele mai contaminate zone au apărut în Ucraina, Belarus și Rusia, respectiv în țările nordice: Suedia, Norvegia și Finlanda. Când, însă, vântul a căpătat o direcție spre
S- SV, contaminarea a ajuns și în Europa Centrală, zona Balcanilor și o parte a Mediteranei. Norul radioactiv a ajuns deasupra României în zilele 29 și 30 aprilie 1986. Atunci, masele de aer au fost deplasate către vest și sud vest. Deși, poluarea a ajuns la noi doar după 3-4 zile, totuși, au existat zone cu depuneri significante (Cosma 2002, Toader și Vasilache 1995). În primele zile după accident, I – 131 a avut cea mai mare contribuție la doza internă angajată de populație, iar după dispariția acestuia, principalii factori au devenit Cs – 137 și Sr – 90 (Cheresteș 2011).
Aerosolii au dat naștere unei doze de inhalare în rândul cetățenilor, iar depunerile au contribuit la doza internă indirect (prin contaminarea alimentelor și a apei). Analizând poluarea mediului în țara noastră (ANPM 2014, Cosma 2002), s-a constatat că unele zone au fost mai afectate de contaminare decât altele.
Zonele mai afectate erau cele situate la nivelul munților, zonele în nord-estul țării și unele locații în podișul Transilvaniei, mai precis: Parâng, Fundata, Babele, Ceahlău, Tg. Mureș, Gheorghieni, Iași Tulcea, Buzău, Sf. Gheorghe, subcarpații sudici, precum și București, Pitești, Tg. Jiu, Turnu Severin.
Valorile cele mai scăzute au fost detectate în vestul țării (Timișoara, Arad, Oradea, Satu Mare). Zonele mai poluate radioactiv au coincis cu cele unde norul radioactiv a fost spălat de precipitații.
Informarea populației a fost tardivă și incompletă privind contaminarea radioactivă și posibilele efecte ale acesteia. Totuși, pe baza recomandărilor Ministerului Sănătății, următoarele măsuri de protecție au fost aplicate începând cu data de 2 mai 1986 (ANPM 2014):
controlul permanent al radioactivității artificiale din alimente și, scoaterea de la consum cele contaminate puternic (peste 1000 Bq/kg),
interzicerea manifestărilor sportive din data de 2 mai,
administrarea de iod stabil la copii, începând cu data de 3 mai, care însă trebuia începută încă din data de 1 mai, când norul radioactiv a pătruns asupra țării,
recomandarea de a staționa cât mai puțin în locuri deschise,
spălarea abundentă a legumelor, zarzavaturilor și fructelor înainte de consum.
După accident, dintre radionuclizii contaminanți (peste 20), iodul – 131 și telurul – 132 au deținut cea mai mare pondere: 75 – 85% (ANPM 2014). Datorită timpului de înjumătățire relativ redus (câteva zile), acești radionuclizi practic au dispărut repede (iodul – 131 după 80 de zile, iar telurul – 132 după 30 de zile).
Iodul – 131, având timp de înjumătățire aprox. 8 zile, a însemnat cca 80% din radioactivitatea contaminantă din România (ANPM 2014). Așadar, s-a acordat o atenție deosebită iodului – 131, în special în alimente și în apa potabilă în primele luni după accidentul de la Cernobâl.
Conținutul în apa potabilă din București avea maxima de 29 Bq/l pe 4 mai, media pe țară fiind de cca 23 Bq/l, iar minima s-a înregistrat în jud. Timiș (3,7 Bq/l). Și alimentele au prezentat anumite nivele de contaminare cu iod – 131, în funcție de felul cum a fost contaminată regiunea de unde au fost analizate aceste eșantioane.
De exemplu, s-a urmărit nivelul de contaminare a laptelui, care în unele zone a prezentat valori de până la 10 000 Bq/l, media situându-se în jurul a 1000 Bq/l. În consecință, au fost introduse restricții de consum al laptelui contaminat, care a fost transformat în lapte praf și stocat până ce iodul – 131 s-a dezintegrat.
Legumele și fructele, care în general s-au copt mai târziu, au prezentat valori maxime de câteva sute de Bq/kg. Un meniu general pentru o zi a atins maxima de aproape 1000 Bq în perioada 6 și 10 mai (în București). După scăderea contaminării alimentelor cu iod – 131 (prin dezintegrare), începând cu iunie 1986, s-a acordat atenție deosebită măsurării stronțiului – 90, cesiului – 134, și în special al cesiului – 137.
După accidentul de la Cernobâl, doza de expunere a omului (mediată pentru populația României) s-a situat între 1,30 și 1,95 mSv pentru anul 1986 (ANPM 2014). La mai mulți ani după accident, prin recalcularea dozei de expunere a omului, s-a estimat că populația țării a primit cca. 1 mSv pe un an de la accident (din care 0,82 mSv datorită contaminării interne și 0,18 mSv datorită iradierii externe). Valori comparabile cu alte state europene: Finlanda – 0,44 mSv, Germania – max. 1,1 mSv, Italia – 0,61 mSv, Polonia – 0,95 mSv, Elveția – 1,3 mSv.
În prezent, analiza situației radioactive a factorilor de mediu și a alimentelor se face în mod organizat și regulat de două rețele de supraveghere, a Ministerului Mediului, respectiv a Ministerului Sănătății (Figura nr. 10.). Anual se evaluează doza de expunere, unde partea datorată radionuclizilor artificiali (de la teste nucleare și accidentul de la Cernobâl), constituie mai puțin de 1% din fondul natural de expunere (ANPM 2014).
Toți reactorii de la Cernobâl, în baza unor ajutoare economice europene, au fost închiși după 1986. În urma acestui accident, fiecare țară europeană și-a dezvoltat un sistem dozimetric propriu care, asigură informații actuale și, după caz, anunță populația despre evenimente radioactive.
Figura nr. 10. Rețeaua de supravegherea radioactivității mediului din România
(Sursa: www.anpm.ro)
În prezent, populația României primește o doză efectivă anuală de aprox. 0,02 mSv datorată căderilor radioactive care, au urmat accidentului nuclear de la Cernobâl, testelor nucleare și altor activități poluante. În România, sursele actuale de poluare cu radionuclizi sunt (Gabor și Cosma 2014):
Reactoarele de cercetare, Institutul de Fizică Atomică (IFA) Măgurele-București;
Reactoarele de încercări de 66 materiale, Institutul de Cercetări Nucleare (ICN) Colibași-Pitești;
Cimitirul Național de deșeuri radioactive slab activate Băița-Bihor;
Stația de tratare a deșeurilor radioactive Măgurele-București și ICN Colibași-Pitești;
Haldele de steril rezultat de la prelucrarea minereului de uraniu, Uzina „R” Feldioara-Brașov;
Exploatarea minieră Crucea, Exploatarea minieră Oravița-Banat;
Sursele de mare activitate „Sigma”, ICN-Pitești;
Sursele de mare activitate din marile unități de iradiere medicală sau industrială și carotaj radioactiv; transportul minereului radioactiv și deșeurilor radioactive;
Sursele de radiații în locul de stocare, folosire etc.
În concluzie, nivelul mediu de contaminare radioactivă a țării după evenimentul de la Cernobâl a fost asemănător cu cel al altor state central și est-europene, adică sub 10 kBq/mp, cu puține zone peste această valoare.
Principalii radionuclizi contaminanți, după accident, au ajuns rapid în plante, animale și în organismul uman (din depuneri și aerosoli). Cs-137 și Cs-134 a prezentat valori până la câteva sute de Bq/kg. Cs-137 (și Cs-134, respectiv Sr-90), au fost decelați în alimente mulți ani după accident, în mod firesc, conținutul radioactiv a scăzut, ajungând în prezent, în majoritatea produselor alimentare, sub 1 Bq/kg. Se mai găsesc valori de zeci de Bq/kg în vânat, în fructele de pădure și în ciuperci spontane.
2.3.3. Rolul de Cs – 137 în analize retrospective
Elementul cesiu
În prezentarea introductivă a metalelor alcaline pot rezulta experimente impresionante în laboratoare de chimie anorganică: litiul, sodiul, potasiul se întâlnesc în mod spectaculos cu apa. Și cesiul face parte din grupa metalelor alcaline, posedând numărul atomic 55. Seria de experimente însă, bineînțeles, nu ajunge la acest element din tabelul periodic, deoarece acest metal este foarte reactiv și piroforic. Elementul reacționează exploziv la atingerea apei și se aprinde spontan în contact cu aerul.
Așadar, este considerat ca și o substanță periculoasă și, deci, atât depozitarea cât și transportul, respectiv utilizarea lui, necesită tratament special.
Chimiștii germani, Robert Bunsen și Gustav Kirchhoff au descoperit cesiul în anul 1860 cu ajutorul liniei sale spectroscopice, ANEXA NR. 2. prezintă prima pagină din publicația lor (1861).
În experimentul lor savanții au folosit cca. 44 000 de litri de apă minerală, din care după evaporare a rămas 240 kg de soluție cu diferite săruri. În urma unei serii de proceduri chimice, în final, au obținut 9,2 grame de clorură de rubidiu și 7,3 grame de clorură de cesiu. Elementul și-a primit numele după cuvântul latin caesius, ce înseamnă albastru-celestin, în urma liniilor spectroscopice de culoare albastră. Cesiul a fost primul element descoperit cu ajutorul spectrului.
În Sistemul Internațional (SI) una dintre unitățile fundamentale, este definită pe bază de cesiu. Adică, secunda denotă durata a 9 192 631 770 de perioade ale radiației ce corespunde tranziției dintre cele două niveluri hiperfine ale stării fundamentale ale atomului de cesiu – 133 în repaus la temperatura de 0 K.
Cesiul este un element relativ rar în natură, se găsește în puține minerale și în mici cantități (Butterman et al. 2005): beril, avogadrit, londonit, rodizit etc.
Polucitul (Cs2Al2Si4O12) este cel mai important minereu ce conține cesiu, iar depozitul cel mai semnificativ în acest sens se găsește lângă Lacul Bernic din Canada.
Se mai găsește polucit și în Zimbabwe și în Namibia. Potențial redus de exploatare de cesiu mai există și în Afganistan, China, USA, Italia, Tibet, Brazilia, India, Suedia etc. Cesiul stabil este utilizat în diferite domenii, dintre care cel mai semnificativ este exploatarea de petrol. Se mai utilizează în ceasuri atomice cu diferite întrebuințări unde timpul exact este esențial: satelite, avioane, internet etc.
Cesiul – 133 are utilizare și în electronică, de ex. la televizoare, aparate radio, laser.
Din punctul de vedere al proprietăților fizico – chimice, cesiul este un metal moale, de culoare argintie-aurie, cu un punct de topire de 28,4 °C. Se poate afla în stare lichidă sau într-o stare de trecere dintre starea lichidă și cea solidă la temperatura camerei.
Nu are niciun gust sau miros asociat (Williams et al. 2004).
Este element cu electronegativitate mică. Are un singur izotop stabil Cs – 133, și peste 30 de izotopi radioactivi, dintre care cel mai popular, și cel mai frecvent utilizat este Cs – 137 (Butterman et al. 2005).
Radionuclidul artificial Cs – 137
Radioizotopul Cs – 137 are un timp de înjumătățire de 30,17 de ani, emite radiații beta și gamma (Figura nr. 11.).
Se descompune într-un izotop cu viață scurtă Ba – 137m prin radiații beta, iar cel din urmă ajunge la forma non-radioactivă cunoscută ca bariu, Ba – 137.
Figura nr. 11. Schema de dezintegrare a cesiului – 137 (adaptat după Williams et al. 2004)
Din anumite perspective, acest izotop radioactiv se comportă similar cu cel stabil (Williams et al. 2004). Pot parcurge distanțe semnificative în aer până ajung înapoi pe sol cu ajutorul precipitațiilor și al gravitației. Majoritatea compușilor chimici ai cesiului sunt solubile în apă. Alcătuiește legături chimice în sol și, deci, nu parcurge distanțe mari.
Elementul Cs – 137 apare în diferite procese de radioactivitate artificială (EPA 2016). Se produce cesiu – 137 prin fisiune nucleară pentru utilizare în aparate medicale și în diferite instrumente de măsurat. Acest izotop apare și ca produs secundar în reactoarele nucleare și în testele de arme nucleare.
Radionuclidul descris, respectiv radiațiile gamma emise de el sunt utilizate în diverse domenii (Butterman et al. 2005). În medicină se utilizează ca sursă de radiație în diferite tratamente de cancer. În gospodărirea apelor și canalelor este implicat în sterilizarea nămolului. În industrie apare în procesele de control și măsurare ale unor fluide.
Se utilizează și în calibrarea unor aparete, de ex. cea de Geiger-Müller. Este utilizat și în industrie, de ex. în măsurarea densității solului, în calcularea umidității cimentului, în determinarea grosimii a unor materiale (hârtie, table de metal etc.).
Acest radionuclid, cu viață relativ lungă, este utilizat și în cercetarea mediului și este considerat cel mai bun indicator de poluare radioactivă din perioada post – Cernobâl.
Cesiul – 137: indicator de contaminare radioactivă în perioada post – Cernobâl
După accidentul de la Cernobâl, prin spectrometrie gamma, în România au fost evidențiați peste 20 de radionuclizi, printre care I – 131, Ba – 140, La – 140, Ru – 103, Rh – 103, Zr – 95, Cs – 134, Cs – 137, Sb – 125, Ce – 141, Sr – 90 (ANPM 2014, Cosma 2002). Dintre aceștia, după iunie 1986, s-a acordat atenție deosebită cesiului – 137, cesiului – 134 și stronțiului – 90. Dintre cei trei radionuclizi, cesiul – 137 a avut nivelul cel mai ridicat de contaminare, fiind urmat de cesiu – 134 și de stronțiu – 90. În prezent, cesiul – 134 a scăzut până la dispariție prin dezintegrare (timpul de înjumătățire fiind de aprox. 2 ani). Stronțiul – 90, datorită conținutului redus, se determină în mod complex prin procedee radiochimice. Cesiul – 137, însă, se determină relativ ușor, îngăduind niște rezultate și concluzii valoroase. În mai 1986, măsurătorile efectuate în România asupra unor componente din mediul înconjurător au arătat că iarba era una dintre cele mai contaminate elemente din cadrul ecosistemelor terestre (Cosma 2002). Prin intermediul ei însă, s-a contaminat rapid întregul lanț trofic. S-au măsurat zilnic situația de polen și ouă, și s-a constatat că ele pot fi utilizate ca și biomonitori din perspectiva poluării aerului și solului.
În România, depunerile de Cs-137 variază mult în funcție de poziția geografică și în funcție de relief (Begy 2009). Partea sudică a țării a fost mai mult afectată decât Transilvania, așa arată un studiu întocmit de cercetători din Ucraina, unde apar și valori pentru depunerea din România (Figura nr. 12.). O apreciere și mai exactă a distribuției zonale de Cs-137 din țară există pentru Transilvania, unde au fost efectuate mai multe măsurători din probe de sol pe o durată de 3 ani, în 34 locații ( Tabel nr. 4. și Figura nr. 13.).
Figura nr. 12. Depunerea de Cs – 137 în România (Begy 2009)
Tabelul nr. 4. Cesiu – 137 în Transilvania (Begy 2009)
Figura nr. 13. Harta poluării cu Cs – 137 a Transilvaniei (Begy 2009)
Valorile cele mai ridicate, privind contaminarea solului cu Cs – 137 în România, au fost măsurate pe ruta norului radioactiv, adică pe axa NE-SV a țării; aceste valori au ajuns până la 80 kBq/m2 (Cosma 2002). Cercetări similare au adus rezultate până la 100 kBq/m2 în Suedia, iar în Ucraina și Bielorusia au măsurat și valori peste 200 kBq/m2 (ANPM 2014). Majoritatea radionuclizilor s-au așezat în stratul superficial al solului nelucrat, contaminându-l încă mult timp după accident. Reducerea contaminării solului s-a realizat prin migrare ușoară în straturile profunde, resuspensie în atmosferă și migrare în vegetație. Scăderea activității cesiului în aer, apă și vegetație (metabolizarea din sol fiind redusă) a atras după sine valori mici de contaminare a alimentelor de origine animală.
Din perspectiva populației umane, cesiul – 137 a prezentat valori ridicate (până la 20000 Bq/persoană), datorită consumului de alimente contaminate pe parcursul anului 1986 (ANPM 2014). Cesiul încorporat în om a scăzut foarte mult în 1988, datorită eliminării prin metabolizare (timpul de înjumătățire biologică pentru om situându-se între 50 și 150 zile) și a reducerii prin dezintegrare a radionuclidului în alimente.
In primul an după accident, conținutul cesiului – 137 și cesiu – 134 în lapte și produse lactate a prezentat valori foarte diferite (între 10 și 500 Bq/kg sau Bq/l), și a scăzut cu aproape un ordin de mărime în anul 1987 (ANPM 2014). Variațiile au apărut în funcție de zonele de recoltare. Același nivel ridicat a fost identificat și în celelalte alimente (carne și mezeluri, cereale, legume și fructe), Tabelul nr. 5. Nivelul de contaminare a scăzut semnificativ mult după anul 1988. În prezent valorile sunt asemănătoare celor existente înainte de accident. Printre puținele alimente care mai prezintă un nivel moderat de contaminare cu cesiu – 137, sunt ciupercile și fructele de pădure (mai ales cele din zona montană).
Tabelul nr. 5. Conținutul de Cs – 137 (Bq/l sau Bq / kg ) în unele alimente,
în perioada 1986-2003 (Adaptat după ANPM 2014)
Ecosistemele terestre și acvatice au fost studiate intensiv în întreaga Europa și fosta URSS, din perspectiva contaminării radioactive după accidentul de la Cernobâl. S-a considerat importantă analiza circuitului radionuclizilor la diferite nivele de organizare a materiei vii. Așadar, avem studii valoroase privind păduri, fânețe, pășuni, diferite populații de animale, precum și anumite tipuri de agro- ecosisteme (Ahman B. și Ahman G. 1994, Bunzl et al. 1989, Constantinescu et al. 1988, Fesenko et al. 2001, Goor și Thiry 2004, Ronneau et al. 1991, Soukhova et al. 2003). În ecosistemele acvatice, nivelul de contaminare a fost relativ redus datorită diluției. Astfel, în România cesiul – 137 s-a ridicat până la 50 mBq/l în anul 1986, iar din 1987 a scăzut sub 10 mBq/l (ANPM 2014).
A fost evidențiat faptul că ecosistemele forestiere sunt complexe și că arată particularități față de celelalte ecosisteme din perspectiva radionuclizilor, deoarece pădurea funcționează ca și un rezervor natural (Calmon et al. 2008). S-a arătat că, pe termen lung, rezervorul principal este solul, contribuind astfel la contaminarea plantelor. Cercetări efectuate în 1986 privind vegetația țării au arătat că radionuclizii au ajuns în plante în primul rând din atmosferă prin frunze, iar prin sol și rădăcină pătrunderea era nesemnificativă (Constantinescu et al. 1988). Mai târziu, aceste considerente au fost confirmate și pe plan internațional, de exemplu s-a dovedit că la arbori accesul principal al radionuclizilor este depunerea lor la nivelul coronamentului în condiții uscate sau umede (Fesenko et al. 2003). Din coronament elementele contaminante au ajuns în celelalte părți ale arborilor prin activitățile fiziologice ale plantelor, precum și pe sol cu ocazia căderii frunzelor (Shcheglov et al. 2011, Fesenko et al. 2003).
În prezent, solul este considerat în continuare o sursă de contaminare. Absorbția cesiului – 137 este mai lentă la arborii bătrâni decât la cei tineri (Goor și Thiry 2004), în concordanță cu ritmul lor privind procesele fiziologice. În trecut, însă, în primele luni după accidentul de la Cernobâl principala sursă de contaminare era depunerea radionuclizilor din atmosferă pe scoarța și alte părți ale plantelor lemnoase (Kuroda et al. 2013). Structura scoarței, respectiv al ritidomului, influențează semnificativ modul în care au fost contaminate plantele lemnoase. Indivizii tineri au totdeauna scoarța netedă, care este colorată, în funcție de specie. Cu trecerea timpului, țesuturile moarte ale scoarței rezultate din activitatea felogenului, cumulate cu parenchimul și liberul, generează ritidomul (Clinovschi 2005). Ritidomul se poate exfolia circular (mesteacăn, cireș), în fâșii longitudinale (tuia), în solzi (molid, măr, platan). Ritidomul nu se exfoliază întotdeauna și atunci formează niște crăpături caracteristice (ulm, cer, nuc), sau sub forma unor excrescențe de suber, cum întâlnim la stejarul de plută și arborele de plută de Amur. Unele specii nu formează ritidom, așadar poartă toată viața scoarța netedă (carpen, fag).
Pe parcursul anilor, după accidentul de la Cernobâl, schimbările principale în conținutul de cesiu -137 al ritidomului arborilor apărut din cauza dezintegrării radioactive, respectiv în urma proceselor fizice: difuziune, spălare, cădere etc. (Rulik et al. 2014, Zhiyanski et al. 2004). Atât structura anatomică, cât și procesele fiziologice ale arborilor susțin rezultatele obținute de Fesenko și colaboratorii săi (2001 și 2003): la indivizii bătrâni contaminarea prin rădăcină sau frunze joacă un rol secundar. Așadar, sintetizând cele spuse mai sus despre contaminarea arborilor cu Cs – 137, știm că în prezent concentrația radiocesiului în ritidom este proporțională cu cantitatea inițială (Cosma et al. 2016, Suchara et al. 2011).
3. METODOLOGIA DE DESFĂȘURARE A CERCETĂRII
Acest capitol de metodologie este asamblată din două părți, respectiv prima partea care, se ocupă de radioactivitatea naturală și, fragmentul al doilea care, prezintă aspectele legate de radioactivitatea artificială. În primul subcapitol, intitulat măsurarea concentrației de radon din mofete și calcularea dozei, vor fi prezentate particularitățile mofetelor investigate din județul Covasna. În continuare, vor fi prezentate câteva aspecte teoretice privind măsurarea radonului. În final, sunt detaliate desfășurarea proceselor de colectare și prelucrare a datelor.
În subcapitolul al doilea, intitulat Cesiu – 137 în scoarțe de copaci și probe de sol, va fi prezentat locația studiului de caz, accentuând acele aspecte al terenului investigat care, sunt importante din perspectiva metodologiei. În plus, vor fi detaliate într – un subcapitol structura macroscopică a scoarței, respectiv anumite aspecte de anatomie și fiziologie care, sunt esențiale din perspectiva capacității de acumulare de radiocesiu. În continuare, va fi descrisă desfășurarea de prelevare a probelor. În final, vor fi detaliate analizele din laborator, în special spectrometria gama.
3.1. Măsurarea concentrației de radon din mofete și calcularea dozei
Această parte a tezei include patru subcapitole. Primul subcapitol conține descrierea mofetelor investigate. Partea a doua include metode de măsurare al radonului. Subcapitolul al treilea prezintă detectori de tip RSKS (RadoSys), utilizate în această cercetare. În final, este prezentat prelevarea și prelucrarea datelor.
3.1.1. Descrierea mofetelor investigate
Mofetele din județul Covasna au fost descrise succint într-un subcapitol separat mai sus. Aici, vor fi prezentate doar mofetele în care au fost efectuate măsurători de radon în cadrul acestei cercetări. La unele mofete măsurătorile au fost repetate.
Peștera Puturoasă
Emanațiile de gaze ale regiunii Bálványos nu sunt mofete tipice, deoarece pe lângă componenta principală (CO) conțin și alte elemente precum hidrogenul sulfurat, dioxidul de sulf. Din această cauză emanațiile intră aproape în categoria solfatarelor. Deci aceste emanații reci se situează undeva între cele trei tipuri de emanații postvulcanice: mofete, solfatare, fumarole. Peștera Puturoasă emană cca. 3000 m3 de gaze zilnic, fiind solfatara cu cel mai mare debit din Europa (AVM 2012).
Este mofeta cu cea mai vastă literatură din jud. Covasna (Barti et Varga 2006, Fridvaldszky 1767, Hermann A. 1911, Jánosi et al. 2005, Jánosi et al. 2013, Kisgyörgy et Dukrét 2001, Kisgyörgy Z. 1985, Kisgyörgy 2013, Kisgyörgy et al. 1982, Kónya et Kovács 1970, Szabó et Szabó 1981, etc.). Zona, în care se află, a fost amintită deja în sec. al XIX-lea sub forma „Bydushyg”. Ea se situează la o altitudine de 1052 m pe panta Muntelui Puturosu’ aparținând de Băile Bálványos (comuna Turia). Emană gaze mofetice intr-o cantitate mare, aprox. 2880 m3 pe zi, are o lungime de 14 m și este considerat cea mai mare mofetă din România, respectiv una dintre cele mai mari mofete naturale din Europa (Szabó Á. 1978, Szabó E. 1998).
Mirosul specific al zonei se datorează hidrogenului sulfurat, componentă importantă al gazului emanat din perspectiva tratamentelor balneologice. În zona Muntelui Puturosu există emanații intense de gaze mofetice, ce conțin dioxid de sulf, ajungând la suprafață generează depuneri de sulf pe pereții cavernelor. Se remarcă și prezența în ape sau gaze a alaunului (sulfatul dublu de aluminiu și potasiu – KAl(SO4)2·12H2O).
Cavitatea Peșterii puturoase a fost învelit cu piatră, așadar a crescut siguranța mofetei în 1892 (Szabó E. 1998). Tot la sfârșitul secolului al XIX-lea a avut și ușă, acum intrarea este directă (fără ușă). În anii ’70 Peștera a fost renovată, completată cu bănci și cu gratii de siguranță la capătul din interior. Până la gratii rămâne aprox. 6 m, care poate fi utilizat in scopuri medicale și de agrement.
Mulți localnici utilizează această mofetă în scopuri terapeutice în mod regulat. Totodată, fiind și o atracție turistică, mulți turiști (inclusiv cei din străinătate) se întâlnesc cu noțiunea și cu experiența de mofetă aici. În prezent, utilizarea peșterii nu este supravegheată sau controlată. În perioada comunismului un sanatoriu din vecinătate a inclus în gama tratamentelor medicale. În locul sanatoriului a fost înființat un hotel **** , și acesta oferă servicii de calitate în domeniul spa. Locația aparține unei arii protejate din cadrul rețelei Natura 2000: situl Ciomad- Bálványos. Custodele acestei arii protejate este Asociația Vinca Minor.
Primele analize chimice se datează de la Ilosvay Lajos (1895), el a stabilit că gazul mofetic conține 95,49 % CO2, 3,64 % N2, 0,01 % O2, 0,56% H2S. Aceste au fost precizate ulterior (Szabó 1998). Szabó Endre a stabilit: 92,46 % CO2, 4,40 % N2, 2,60 % O2, 0,037 % H2S și CH4 0,44%, iar gaze nobile 0,063 %. Diferența cea mai mare se arată la H2S, care probabil nu este doar o diferență rezultată din diferența de metodologie, ci într-adevăr s-a micșorat aportul hidrogenului sulfurat. Aprox. 300 de ani în urmă au minat sulful în zonă, însă după revoluția pașoptistă nu avem date despre astfel de activități.
Pe Muntele Puturosu mai sunt și alte cavități cu gaze mofetice, însă Peștera Puturoasă este cea mai mare și cea mai frecventată.
Figura nr. 14. Peștera Puturoasă (Poză: Mihálcz Sz.)
Mofete în orașul Covasna
Începuturile utilizării emanațiilor de gaze în scopuri terapeutice în orașul Covasna se pierd în ceața istoriei îndepărtate. Ca de multe ori în istoria științelor, și în Covasna, utilizarea efectelor benefice ale mofetelor pe baza experiențelor empirice a depășit cu secole rezultatele cercetărilor medicale.
Covasna este un orășel situat în partea de Sud al lanțului vulcanic din Carpații Orientali, la aprox. 600 m altitudine. Mofetele și apele minerale sunt atracțiile principale ale acestui stațiuni balneo- turistice.
Mofeta principală al orașului se situează în Spitalul de recuperare cardiovasculara Dr. Benedek Géza (Fig. nr. 6. și nr. 9.). Aici tratamentele clasice (cu medicamente) sunt combinate cu factori naturali (ex. băi terapeutice, mofetă, alimentație adecvată, cure de băut și bioclimat). În anii ’70 medicul principal și directorul spitalului, Dr. Benedek Géza a inițiat ca gazele pentru mofetă să fie separate din ape minerale provenite din foraj. Mofeta spitalului utilizează această metodă și în prezent, mofeta primește gazul dintr-un foraj de 168 m. Este mofeta cea mai mare din lume în privința suprafeței bazinului uscat ( Csige 2008).
Alte mofete din orașul Covasna aparțin la unități turistice cum ar fi: “Hotel Hephaistos”, ”Hotel Dacia” și ”Hotel Bradul”. Unele emanații de gaze sunt controlate de familii, de ex. Bardócz și Bene (Figura nr. 15.).
Figura nr. 15. Bene: mofetă privată la o casă particulară (orașul Covasna)
Szabó E. (1998) a studiat proprietățile fizico- chimice ale mofetelor din Covasna. Bioxidul de carbon era prezent în proporție de 80,70 – 95,30 %. Oxigenul a arătat valori între 0,70 și 3,20 %. Nitrogenul era prezent în fiecare mofetă: 4,00-16,40%. Pentru Radon-222 a obținut valori între 1,04 și 19,54 Bq/l. Fizicianul Gyila S. monitorizează permanent caracteristicile fizico-chimice ale mofetei din cadrul spitalului de recuperare cardiovasculara Dr. Benedek Géza și condițiile meteorologice locale.
Mofeta de la Hătuica
Satul romano- catolic din perspectiva administrației publice aparține de comuna Cătălina și se situează la o altitudine de 546 m. Unele fântâni și pivnițe din Hătuica conțin gaze mofetice. Așadar, localnicii sunt obișnuiși cu caracteristicile emanațiilor de gaze și apelor minerale și le utilizează în diferite scopuri în mod empiric de secole.
Satul este străbătut de axa Covasna – Turia, așadar localitatea este bogată în gaze mofetice și ape minerale. Bányai János denumește satul apelor minerale, iar Orban Balázs menționează că aproape că nu se găsește apă „dulce” în sat (Jánosi et al. 2013). Utilizarea organizată a gazului mofetic din Hătuica a început în anii 1970. În centrul nou de tratament (construit în 2011) personalul educat oferă serviciile de mofetă, baie cu apă minerală și sală de fitness, Figura nr. 16.
Figura nr. 16. Mofeta de la Hătuica
Mofeta de la Șugaș – Băi
Mofeta de la Șugaș – Băi din punctul de vedere al administrării publice aparține de municipiul Sf. Gheorghe. Orașul a cumpărat stațiunea de la comuna Arcuș la sfârșitul secolului al XIX-lea, și au construit prima clădire turistică în 1869 (Kisgyörgy 2013). Asociația Carpatină Ardeleană a marcat trasei turistice încă din această perioadă. Regina Elisabeta (Sissi) a fost ucis în 1898, și atunci în memoria ei, s-a numit izvorul central de apă minerală Izvorul Elisabeta. Izvorul Jenő ne amintește de pictorul Gyárfás Jenő, vila lui s-a situat în apropierea izvorului (a fost demolat în 1982). Apele minerale din Băile Șugaș sunt recomandate pentru probleme gastrice, boli cardiovasculare și pentru afecțiuni reumatice.
Stațiunea se situează la o altitudine de 750 m în partea de SE al Munților Baraolt. Emanația de gaze terapeutice este amintit deja de Barbenius, medic brașovean (Kisgyörgy 2013). Utilizarea organizată al gazului mofetic în scopuri terapeutice a început în secolul al XIX-lea. Compoziția gazului: 80,7 % of CO2; 2,9 % of O2 și 16,4 % N2 (Szabó 1978). Mofeta este funcțională și în prezent.
Stațiunea Șugaș- Băi s-a dezvoltat mult în ultimele decenii. Locația a fost inclus și în proiectul amplu „Drumul apelor minerale”. Pe lângă ape minerale și mofetă (Figura nr. 17.) stă la dispoziția localnicilor și turiștilor: pârtii de schi, piscină, parc de aventură etc.
Figura nr. 17 Clădirea mofetei din Șugaș Băi
3.1.2. Metode de măsurare a radonului
În general, măsurarea concentrației de radon se bazează pe detecția dezintegrărilor radioactive ale radonului și ale produșilor de dezintegrare. Majoritatea metodelor de măsurare se bazează pe detectarea de particule alfa, sau a emisiilor de fotoni gamma. Așadar, măsurarea activităților sau a concentrațiilor de radon și descendenți din probe de mediu se poate efectua și prin spectrometrie alfa sau gamma (Harley 1992, Papp 2011).
Tehnicile de măsurare a radonului se pot clasifica și pe baza duratei de timp a măsurătorilor. Pe baza acestui criteriu se disting trei grupuri (Papp 2011):
măsurători instantanee, adică de scurtă durată, în care se analizează conținutul de radon și toron prin prelevare de probe de gaz, din care rezultă o valoare instantanee a concentrației. Măsurătorile instantanee au unele aplicații, în special, pentru căutarea și urmărirea sursei de radon.
măsurători continue, care sunt concepute pentru monitorizarea în timp a concentrațiilor de radon și toron (inclusiv variațiile temporare), din care rezultă un șir de valori instantanee ale concentrațiilor. Așadar, aceste tehnici permit studiul variațiilor temporale ale concentrațiilor de radon. Sunt utile în cercetări de geofizică, sunt metode de bază de diagnostic al radonului de interior, și se aplică și în testarea tehnicilor de remediere.
măsurători integrate, în general de lungă durată, care oferă o determinare a unei singure concentrații, o medie pe o perioadă lungă, de la câteva zile până la câteva luni. Aceste metode sunt frecvent utilizate pentru determinarea concentrației medii anuale de radon de interior. Se poate obține un rezultat echivalent integrat, dintr-o măsurătoare continuă sau mai multe măsurători instantanee efectuate în timp.
În funcție de necesitatea de sursă de alimentare, detectorii de radon, toron și descendenți se grupează în două mari categorii: detectori activi și pasivi (Cosma and Jurcuț 1996, Papp 2011). Detectorii activi sunt cei care necesită o sursă de alimentare (curent electric sau acumulatori) pentru înregistrarea concentrațiilor măsurate. La detectorii pasivi sursa de alimentare nu este necesară.
Acest avantaj face ca detectorii pasivi să fie folosiți cu ușurință în măsurători integrate, pe termen lung. Categoria detectorilor activi include detectorii cu scintilație, camerele de ionizare și detectorii cu semiconductori.
Avem metode de detecție care se bazează pe principiul camerelor de ionizare, unde purtătorii de sarcină sunt accelerați la electrozii camerei și curentul rezultat este detectat ca o măsură a cantității de nuclee dezintegrate.
Grupul detectorilor pasivi include detectorii cu absorbție pe cărbune activ, detectorii de urme de corp solid (de ex. CR 39), detectorii cu termoluminiscență (TLD), și detectorii electreți (ED).
Unele metode de detecție se bazează pe proprietățile speciale ale materialelor scintilatoare [ZnS (Ag)], unde energia particulei alfa este convertită în fotoni de scintilație, care sunt înregistrați de un tub fotomultiplicator.
Precizia și acuratețea tehnicilor de măsurare sunt aspecte importante, mai ales pentru că activitățiile de radon, toron și a produșilor sunt adesea mici (Papp 2011). Erorile de măsurare apar din mai multe motive:
caracterul statistic al dezintegrării radioactive,
variațiile în răspunsul detectorului,
interferențe cu emisiile altor radionuclizi,
nivelul de fond al măsurătorii.
În cazul concentrațiilor mici de radon de interior, eroarea din cauza dezintegrării radioactive devine proeminentă. Îmbunătățirea preciziei de măsurare la nivele mici de radon se poate realiza prin mărirea timpului de măsurare, sau prin creșterea volumului de detecție al probei. Alte surse de erori pot fi menținute cu grijă, la mai puțin de 15 %.
3.1.3. Detectori de tip RSKS (RadoSys)
Pentru măsurarea radonului din mofete au fost folosite detectori de urme din corp solid CR-39, tipul RSKS (RadoSys 2016), Figura nr. 18. Este recomandată utilizarea acestor detectori pe o perioadă de 20 – 80 zile. Fiecare detector are un număr ID individual, pe baza căruia se face identificarea lor. Aplicabilitatea se cuantifică astfel: 40 – 8000 kBqh/ m3. Fiecare detector este împachetat într-o pungă specială (radon proof). Distribuirea detectorilor și procesarea rezultatelor se realizează în conformitate cu normele în vigoare.
Figura nr. 18. Detectori de radon, de tip RSKS (RadoSys)
După recoltare, procesarea detectorilor s-a realizat în cadrul Laboratorului de Radioactivitatea Mediului și Datare Nucleară din cadrul Universității Babeș-Bolyai din Cluj-Napoca (Figura nr. 19.), implicând următoarele etape (Dinu et al. 2011):
în primul rând, developarea chimică într-o soluție de NaOH de concentrație 6.25 molar, la o temperatură de 900C timp de 4,5 h;
după care, citirea urmelor cu ajutorul microscopului automatic RadoSys-2000;
iar în final, în scopul calculului concentrației de radon, prelucrarea statistică a rezultatelor și interpretarea numărului de urme citite la microscop.
Precizia Sistemului de detecție RadoSys 2000 s-a verificat de mai multe ori (Dinu et al. 2011), prin participarea cu succes la exercițiile internaționale de intercomparare cu o serie de laboratoare validate internațional, incluzând:
Institutul Național de Știinte Radiologice NIRS, Chiba, Japonia;
Laboratorul de Radon din cadrul Universității Cantabria, Santander, Spania;
Institutul de Fizică Nucleară PAN, Cracovia, Polonia;
Universitatea din Pannonia, Veszprém, Ungaria;
RADON Company, Praga, Republica Cehă
Laboratorul SARAD Geolab din Dresda, Germania.
Scopul acestor intercomparări internaționale este diminuarea erorilor prin calibrare și îmbunătățire a metodelor de măsurare. Cu sistemul RadoSys 2000, folosit pentru măsurarea de concentrațiilor de radon, Laboratorul de Radioactivitatea Mediului și Datare Nucleară, Universitatea Babeș – Bolyai (Cluj-Napoca) a obținut erori sub 5%, ceea ce în practica măsurătorilor de radon reprezintă un rezultat foarte bun.
3.1.4. Prelevarea și prelucrarea datelor
În această cercetare a fost utilizată metoda integrată a detectorilor de urme din corp solid CR-39, constând în măsurători pasive cu detectori de urme CR-39 (RadoSys) în aerul din interiorul mofetelor. Această modalitate reprezintă una dintre metodele cele mai eficiente pentru măsurarea concentrației de radon în spații interioare.
Au fost selectate 9 mofete frecventate cu scop medical și de agrement din județul Covasna. Dintre ele, în orașul Covasna, se află următoarele mofete: Bene, Bardócz, Dacia, Hephaistos, Bradul și cel al Spitalului. Celelalte 3, adică cea din Hătuica și Șugaș – Băi, respectiv cea de la Peștera Puturoasă, sunt și ele mofete circulate.
În studiul de față câte 6 detectori de urme CR-39 s-au expus în 9 mofete din jud. Covasna, în trei perioade între 2012-2015, conform Tabelului nr. 6. În acest tabel, din coloanele D-F, se poate observa că detectorii au fost expuse pentru 32-50 zile. Totodată, reiese și faptul că măsurătorile au fost repetate în 5 din cele 9 mofete, respectiv în mofetele Bardócz, Bene, Șugaș – Băi, Hătuica și Peștera Puturoasă. Pentru calculele generale au fost folosite, în cazul fiecărei mofete, datele cele mai recente. Toate măsurătorile au fost efectuate în intervalul rece al anului, respectiv septembrie – ianuarie.
Distribuirea detectorilor pe nivele (Figura nr. 20.), s-a realizat în felul următor: la 10-20 cm, la 50 cm, respectiv la 100-120 cm de sol/ podea, pentru a determina distribuția verticală a activității de radon. La fiecare înălțime au fost montate câte 2 detectori. În plus, au fost folosite detectori, ca și martori, pentru asigurarea unor rezultate cât mai precise. Distribuirea, respectiv prelevarea detectorilor și procesarea rezultatelor s-au realizat în conformitate cu protocolul de măsurători și cu respectarea programului de asigurare a calității.
Tabelul nr.6. Mofete și perioade: măsurători de activitate de radon în județul Covasna
Figura nr. 20. Distribuirea detectorilor pe 3 nivele:
1. Mofeta din Hătuica (Poză: Mihálcz Sz.), 2. Peștera Puturoasă (Poză: Mihálcz Sz.),
3. Mofeta din Șugaș – Băi (Poză: Tóth P.), 4. Mofeta Bene (Poză: Mihálcz Sz.)
Procesarea și analiza s-au realizat în Laboratorul de Radioactivitatea Mediului și Datare Nucleară din cadrul Universității Babeș-Bolyai din Cluj-Napoca, această fază a cercetării a implicat mai multe etape. Etapa de developare includea gravarea chimică într-o soluție de NaOH de concentrație 6.25 molar, timp de 4,5 h, la o temperatură de 90oC. Această etapă a fost urmată de numărarea urmelor de particule alfa de pe suprafața filmului sensibil de plastic. Urmele de particule alfa de pe suprafața filmului sensibil de plastic s-au citit cu ajutorul microscopului optic RadoMeter 2000 RadoSys. S-a calculat concentrația medie de radon în Bq/m3 pe baza densității urmelor de particule alfa/mm2, utilizând formula de mai jos (Cosma et al. 2009, Cosma et al. 2013, Cucoș et al. 2012):
Un tratament general durează 15 zile, cu câte 20 de minute / zi petrecute în mofetă (Cucoș et al. 2014, Neda et al. 2008a). Pe baza valorilor de concentrații de radon a fost calculat doza efectivă pentru un tratament general, utilizând formula următoare (Cucoș et al. 2014, Harrison și Marsh 2012):
3.2. Cesiu – 137 în scoarțe de copaci și probe de sol
Această parte a tezei include patru subcapitole. Primul subcapitol conține descrierea terenului investigat. Partea a doua include structura macroscopică a scoarței, respectiv diferite aspecte privind anatomia și fiziologia arborilor. Subcapitolul al treilea prezintă prelevarea probelor de sol și de scoarță. În final, este prezentat activitatea din laborator, respectiv spectrometria gama.
3.2.1. Descrierea terenului investigat, zona Ciomad – Bálványos
Probele de scoarțe de copaci și cele de sol au fost prelevate din situl Ciomad – Bálványos. Acest sit are codul ROSCI0037, face parte din rețeaua Natura 2000, și este Sit de Importanță Comunitară (AVM 2016). Aria totală este 5993 ha, și se află pe teritoriul administrativ al comunelor Bixad și Turia, jud. Covasna. Situl Ciomad – Bálványos se află la Nord de Munții Bodocului și constituie partea sudică a Munții Harghitei. Situl, la Nord, se învecinează cu un alt sit din rețeaua Natura 2000, respectiv cu Tinovul Mohoș-Lacul Sf. Ana (ROSCI0248). La Vest, se suprapune pe o suprafață de 1897,70 ha, cu situl de Protecție Specială Avifaunistică Munții Bodoc-Baraolt (ROSPA0082). Custodele sitului Ciomad – Bálványos este Asociația Vinca Minor. Fauna zonei este variată. Dintre carnivorele mari apare lupul (Canis lupus), râsul (Lynx lynx), ursul (Ursus arctos), etc. Mai multe specii de lilieci au fost identificate, printer care Barbastella barbastellus, Myotis myotis și Myotis bechsteinii. Dintre ambifieni amintim Bombina variegate, Triturus cristatus și Triturus montandoni. În situl Ciomad – Bálványos întâlnim habitate de importanță comunitară, cum ar fi: păduri de fag de tip Asperulo Fagetum, Symphyto Fagion și Luzulo Fagetum, păduri de gorun cu carpen (Galio Carpinetum), turbării cu vegetație forestieră. Dintre plantele prețioase din punct de vedere botanic, merită amintit Ligularia sibirica (Curechi de munte), specie relictă de importanță comunitară.
Masivul Ciomad – Puturosu constituie cea mai tânără formațiune vulcanică a Munților Harghita. Altitudinea medie este de 914 m, altitudinea minimă fiind de 641 m iar altitudinea maximă este 1244 m (AVM 2016). Relieful este caracterizat de o energie de relief mare, cu variații semnificative a înclinării versanților, deține grote și peșteri. Situl se încadrează în regiunea biogeografică alpină și continentală. Specificul zonei sunt fenomenele postvulcanice, precum mofete și ape minerale.
3.2.2. Structura macroscopică a scoarței, aspecte de anatomie și fiziologie
Cunoașterea scoarței, respectiv al părților anatomice principale ale trunchiului arborilor, sunt indispensabile pentru interpretarea corectă a prezenței cesiului – 137. Structura macroscopică se poate evidenția prin diferite secțiuni al trunchiului unui arbore. Secțiunea poate fi radială (cuprinde în planul ei axa trunchiului), tangențială (paralelă cu axa trunchiului, fără să o cuprindă în plan) sau transversală (perpendiculară pe axa trunchiului). În cazul nostru, dintre aceste trei tipuri de secțiuni, cea din urmă, cea transversală este interesantă.
De la exterior spre axa cilindrului lemnos, distingem următoarele zone concentrice (Beldeanu 2001, Clinovschi 2005, Popa 2004):
Scoarța (sau coaja) este formată din două straturi. Stratul exterior, numit și ritidom, este format din țesuturi moarte și dure, cu rol de apărare al plantei (în special trunchiul) împotriva dăunătorilor, respectiv factorilor termice și mecanice nefavorabile. Stratul din interior, numit și liberul, care este format în majoritate din vase liberiene, cu roluri de conducere al sevei descendente, de rezistență mecanică și de depozitare. Liberul este format din celule vii, și este situat în vecinătatea imediată a cambiului. Grosimea cojii variază în funcție de specie, vârstă, condiții staționale, etc. Totodată, grosimea scoarței variază și de-a lungul trunchiului, micșorează dinspre colet spre vârf, prezentând valori maxime la bază.
-Cambiul (sau zona generatoare libero-lemnoasă) se găsește imediat sub scoarță. Este nevizibil cu ochiul liber, fiind alcătuit dintr-un singur strat de celule vii. Acest strat are capacitatea de a divide, și are rolul de a forma celulele cu care arborele crește în perioada vegetativă a fiecărui an.
-Lemnul propriu-zis este format din inele anuale concentrice și este alcătuit din două zone diferite. Zona exterioară este numită alburn. Aici circulă seva ascendentă brută, așadar este o zonă activă din punct de vedere fiziologic. Duraminificarea denotă procese de transformare de ordin anatomic, fizic și chimic în creșterile anuale mai depărtate de cambiu. Zona interioară este numită duramen, și este formată din țesuturi duramenificate. Duramenul este inactiv fiziologic dar are rol mecanico-structural.
-Măduva este partea centarlă a trunchiului. Ea este formată din celule moarte și pline cu aer. Formează țesuturi moale, rarefiate și lipsite de rezistență.
Din perspectiva prezentei cercetări, scoarța este zona principală. Așadar, sunt importante de urmărit particularitățile anatomice și fiziologice ale celor două părți componente, respectiv al ritidomului și al liberului. Un aspect important, din perspectiva prelevării probelor, este diametrul arborilor în funcție de vârsta acestora.
Diametrul arborilor variază în funcție de mai mulți factori, cum ar fi specia, solul, condițiile meteorologice etc. În jud. Covasna majoritatea pădurilor aparțin la clasele al II-lea și al III-lea de producție. În aceste condiții, în general, la gorun arborii de peste 50 de ani au un diametru peste 24 cm; aprox. 30 cm la 75 ani, 34 cm la 80 ani și 40 cm la 110 ani. La molid la vârsta de 50 de ani, în condițiile zonei cercetate, avem diametru de aprox. 30 cm, iar cca. 34 cm la 60 de ani, 44 cm la 80 de ani.
3.2.3. Prelevarea probelor
În perioada 17-21 august 2013. au fost prelevate 31 de probe de scoarță de copaci din aria protejată Csomad – Balvanyos, jud. Covasna (Figura nr. 22). Dintre aceste probe 16 erau de gorun (Quercus petraea) și celelalte 15 de molid (Picea abies). Probele au fost colectate conform metodologiei aplicate pe plan internațional (Cosma et al. 2016, Fesenko et al. 2003), respectiv:
arbori de min. 50-60 de ani,
înălțime 1,3 m,
direcția NV.
În literatura de specialitate, găsim date pentru omogenitatea distribuției radionuclizilor în jurul copacului. Kilic (2012) afirmă că nu a găsit diferențe semnificative în privința concentrației de Cs -137, K – 40, Th – 232 etc. între probele prelevate din partea de Sud, respectiv de Nord. Cosma et al. (2016), însă, atrag atenția la posibilitatea și originea diferențelor în acest sens. Așadar, probele noastre de scoarță au fost colectate din partea de NV.
Probele au fost colectate simplu, de mână (b) sau folosind o șurubelniță (a), Figura nr. 21. Prelevarea s-a limitat la aprox. 3 mm la molid, și 5-8 mm la gorun. Mostrele au fost uscate, pulverizate și omogenizate. Masa uscată a fost de 30-50 g / probă.
Figura nr. 21. Colectarea probelor de scoarță (Cosma et al. 2016)
Prelevarea probelor de sol s-a realizat în data de 26.03.2015. în 8 locații în zona Ciomad – Bálványos (Figura nr. 23.). Recoltarea probelor s-a realizat în locuri necultivate cu ajutorul unui cilindru de fier (carot) având 20 cm înălțime și 6 cm diametru. Pentru fiecare punct de lucru a fost stabilit, cu ajutorul GPS-ului, coordonatele geografice. În locațiile 1, 2, 7, 8, cele din afara ariei protejate, probele de sol au fost tratate în mod simplu.
În locațiile 3-6, însă, a fost realizat câte un profil, respectiv: 0-5 cm, 5-10 cm, 10-15 cm și 15-20 cm. După recoltare, solul a fost plasat în pungi de plastic, și a fost etichetat cu informațiile prelevării.
Probele de sol au fost uscate și omogenizate. Analiza probelor de sol s-a realizat în cadrul Facultății de Știința și Ingineria Mediului, la Universitatea Babeș – Bolyai.
Figura nr. 22. Probe de scoarțe de copaci din zona Ciomad – Bálványos
Figura nr. 23. Probe de sol din zona Ciomad – Bálványos
3.2.4. Analize de laborator: spectrometrie gama
Studiul experimental al energiei și al intensității radiațiilor emise de nuclee, precum și a corelării geometrice și temporale a radiațiilor emise de către un nucleu, oferă o serie de informații privind diferitele stări excitate în nucleu, spinii și paritățile acestor stări, duratele lor de viață, precum și momentele magnetice și electrice ale acestora (Gabor și Cosma 2014). Spectrometria constă în studiul spectrelor radiațiilor emise de diferiți radionuclizi, în scopul identificării și a determinării lor cantitative.
Metoda permite recunoașterea selectivă a radionuclizilor dintr-un amestec de radionuclizi naturali sau artificiali. Sensibilitatea metodei este de ordinul ppm (10 6 ) – ppb (10 9 ). Spectrometria se bazează pe faptul că emisia radiațiilor corespunde tranzițiilor cuantice dintre diferitele nivele energetice ale unui nucleu; adică radiațiile sunt emise cu energii discrete, caracteristice radionuclizilor din care provin.
Detectorii de radiații sunt specifici radiației detectate , , sau n. Ansamblul care realizează măsurătoarea, se numește spectrometru și include detector, preamplificator, amplificator, analizor și înregistrator. În scopul recunoașterii radionuclidului căruia îi corespunde o spectrogramă înregistrată, este necesară etalonarea sau calibrarea spectrometrului în energii și determinarea pragului de amplitudine al selectorului (sub care pulsurile nu pot fi măsurate).
Analiza probelor, în cadrul acestei cercetări, s-a derulat în incinta Universității Babeș – Bolyai, Facultatea de Știința și Ingineria Mediului, Cluj – Napoca. Măsurătorile gamma- spectrometrice s-au efectuat cu detectori HpGe de tip GMX, fabricat de firma Ortec. Eficiența relativă a detectorului este de 34% pentru peak-ul Co-60 (1332 keV), și rezoluția pentru acest peak este de 1,92 keV (Begy 2009).
La energii mici de 5,6 keV rezoluția devine 867 eV. S-a utilizat Maestro – 32 software pentru determinarea activității de cesiu – 137 (Bq/ kg). Controlul calității s-a realizat pe baza materialelor de referință IAEA (Cosma et al. 2015).
4. REZULTATE ȘI DISCUȚII
În acest capitol sunt prezentate rezultatele, în două subcapitole, în concordanță cu scopurile formulate, respectiv cu metodele alese. În subcapitolul „Concentrații de radon favorabile sănătății umane” sunt descrise și interpretate rezultatele din domeniul: mofetă și Rn – 222, aspecte de mediu și sănătate umană. În subcapitolul „Cesiu – 137, indicator de contaminare radioactivă” sunt detaliate rezultatele urmate din prelevarea și analiza probelor de sol, respectiv de scoarță de molid și gorun din zona Ciomad – Bálványos.
4.1. Concentrații de radon favorabile sănătății umane
Această parte a tezei include patru subcapitole. Primul subcapitol conține descrierea primei perioade, adică rezultatele de activitate de Rn – 222 și doză efectivă din patru mofete frecventate. Partea a doua include perioada a doua, adică rezultatele de activitate de Rn – 222 și doză efectivă din șase mofete din orașul Covasna. Subcapitolul al treilea prezintă perioada a treia, respectiv comparațiile rezultatelor în urma reîntoarcerii la anumite mofete. În final, apare o interpretare cuprinzătoare referitoare la concentrații și doze de radon asociate cu mofetele din județul Covasna.
4.1.1. Prima perioadă: patru mofete frecventate
În prima perioadă de colectare a datelor, respectiv decembrie 2012 – ianuarie 2013, au fost prelevate date din 4 mofete conform Tabelului nr. 7. După cum se vede în coloana A., avem date din următoarele locații: mofeta de la Șugaș – Băi, mofeta Bardócz din orașul Covasna, mofeta de la Hătuica și Peștera Puturoasă de la Turia.
Detectorii au stat 37, respectiv 41 de zile, cum se vede în coloana B. În urma analizelor de laborator, au fost obținute valori între 1263 și 5035 Bq . m-3 la 10 cm, 895 și 4981 Bq . m-3 la 50 cm, și 280 și 3823 Bq . m-3 la 120 cm. Pe baza acestor activități, a fost calculat media pe cele trei nivele, cum se poate observa în coloanele C și D.
Tabelul nr. 7. Distribuția activității de radon pe nivele în patru mofete din jud. Covasna, în perioada decembrie 2012 – ianuarie 2013
Conform Administrației Naționale de Meteorologie (ANM 2016), temperatura medie a lunară în decembrie 2012, în țară, a avut valori cuprinse între -9,6°C și 2,8°C (Figura nr. 24.). În zona studiată, în jud. Covasna, media lunii prezenta valori cuprinse între -3,9 °C și -2 °C.
Temperatura medie lunară în decembrie 2012 a fost sub normala climatologică standard (1961-1990) în cea mai mare parte a României. Însă, pe litoral, în Delta Dunării și pe areale din vest și nord-vest, aceasta s-a încadrat în limite normale. În zona studiată, în jud. Covasna, s-au înregistrat abateri negative cuprinse între -2,9 °C și -1,5 °C. În decembrie 2012, cantitatea lunară de precipitații a fost cuprinsă, în cea mai mare parte a țării, între 40 și 100 mm, iar în zona studiată a avut valori între 41-75 mm ( Figura nr. 25.).
Conform Administrației Naționale de Meteorologie (ANM 2016), temperatura medie a lunii ianuarie 2013 în țară a avut valori cuprinse între -10,3°C și 2,3°C (Figura nr. 26.). Cele mai scăzute valori ale temperaturii medii lunare, sub -6,0°C, s-au înregistrat în zona montana, la altitudini de peste 1600 m, dar și în depresiuni intramontane. În zona studiată, în jud. Covasna, media lunii ianuarie prezenta valori cuprinse între -5,9 °C și -4 °C.
Abaterea temperaturii medii a aerului din luna ianuarie 2013, față de cea normală climatologică (respectiv 1961-1990), a fost pozitivă în aproape toate regiunile țării, iar valorile acesteia au fost cuprinse între 0 si 3°C. În zona studiată, s-au înregistrat abateri ușor pozitive cuprinse între 0,1 °C și 1 °C.
În ianuarie 2013, cantitatea lunară de precipitații a fost cuprinsă, în cea mai mare parte a țării, între 30 și 75 mm (ANM 2016). Cele mai mici cantități de precipitații, sub 10 mm, s-au semnalat în sudul și estul Transilvaniei, respectiv izolat în sudul Crișanei și vestul Munteniei.
Abaterea cantității de precipitații din luna ianuarie 2013, față de normala climatologică (1961-1990), calculată în procente, a fost pozitivă, cuprinsă între 0 si 164%, în cea mai mare parte a țării (Muntenia, Moldova si Dobrogea, în Maramureș, Banat, Crișana și în nord-vestul Transilvaniei). În restul țării, însă, inclusiv în zona studiată, abaterea a avut valori negative. Cele mai mari abateri negative proveneau din sudul Olteniei și din Depresiunea Transilvaniei. În zona studiată, în ianuarie 2013, cantitatea lunară de precipitații a fost cuprinsă între 11-30 mm ( Figura nr. 27.), iar abaterile negative prezentau valori între 0-74%.
Figura nr. 24. Temperatura medie lunară, decembrie 2012. (ANM 2016)
Figura nr. 25. Cantitatea lunară de precipitații, decembrie 2012. (ANM 2016)
Figura nr. 26. Temperatura medie lunară, ianuarie 2013. (ANM 2016)
Figura nr. 27. Cantitatea lunară de precipitații, ianuarie 2013. (ANM 2016)
Pe baza activităților de radon, măsurate în prima perioadă de colectare, au fost calculate dozele efective primite de pacienți în cele 4 mofetele studiate în prima perioadă (Tabelul nr. 8.). Pentru estimarea dozelor efective a fost utilizat ecuația următoare, care descrie doza în urma inhalării de radon (Cucoș et al. 2014, Incze et al. 2016):
Tabelul nr.8. Doze efective în patru mofete din jud. Covasna în perioada
decembrie 2012 – ianuarie 2013
Doza efectivă calculată, ERn este exprimată în mSv. Concentrația medie de radon, în acest caz, denotă media calculată pentru cele două nivele superioare, respectiv 50 și 120 cm. În fiecare calcul, a fost utilizat valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F). Timpul petrecut în mofetă a fost estimat la 5 ore, având în vedere că o ședință durează 20-30 de minute și un tratament are 10-15 zile. Pentru factorul de conversie a fost dat atât valoarea 9, cât și cea de 12, rezultatele corespunzătoare fiind prezentate în coloana C, respectiv D, Tabelul nr. 8.
4.2.2. Perioada a doua: șase mofete din orașul Covasna
În a doua perioadă de colectare a datelor, respectiv septembrie – noiembrie 2013, au fost prelevate date din 6 mofete din orașul Covasna, conform Tabelului nr. 9. După cum se vede în coloana A., avem date din următoarele mofete: Bardócz, Bene, Spitalului, Hephaistos, Dacia și Bradul. Detectorii au stat 35, respectiv 50 de zile, cum se vede și în coloana B. În urma analizelor de laborator, au fost obținute valori între 155,3 și 8212 Bq . m-3 la 10 cm, 1229 și 12284 Bq . m-3 la 50 cm, și 357 și 10668 Bq / m3 la 100 cm. După cum se poate observa în coloanele C și D, au fost calculate valorile medii de activitate de Rn – 222 pentru cele trei nivele studiate din fiecare mofetă abordată. Menționez că în mofeta Hotelului Dacia au dispărut 4 detectori dintre cei 6, care au fost expuși, așadar a rămas doar 1 la 10 cm și încă 1 la 100 cm.
Tabelul nr. 9. Distribuția activității de radon pe trei nivele în șase mofete din orașul Covasna, în perioada septembrie – noiembrie 2013
Pe baza activităților de radon, măsurate în a doua perioadă de colectare, au fost calculate dozele efective primite de pacienți în cele 6 mofete din orașul Covasna (Tabelul nr. 10.). Pentru estimarea dozelor efective, a fost utilizat în continuare ecuația, care descrie doza în urma inhalării de radon (Cucoș et al. 2014, Incze et al. 2016), respectiv ERn = CRn · K · F · t. Ecuația a fost detaliată mai sus. Menționez doar că doza efectivă calculată, ERn este exprimată în mSv și este prezentată în coloanele C și D. Concentrația medie de radon, și în acest caz, denotă media calculată pentru cele două nivele superioare, respectiv 50 și 100 cm.
În cazul Hotelului Dacia, pentru valoarea activității de radon, a fost utilizat valoarea obținută de la detectorul rămas la 100 cm. În fiecare calcul, a fost utilizat și aici valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă a fost estimat și aici la 5 ore, având în vedere că o ședință durează 20-30 de minute, și un tratament are 10-15 zile. Pentru factorul de conversie a fost dat atât valoarea 9, cât și cea de 12, rezultatele corespunzătoare fiind prezentate în coloana C, respectiv D, Tabelul 10.
Tabelul nr. 10. Doze efective în șase mofete din orașul Covasna,
în perioada septembrie – noiembrie 2013
4.2.3. Perioada a treia: reîntoarcere la patru mofete
În perioada a treia de colectare a datelor, respectiv decembrie 2014 – ianuarie 2015, au fost prelevate date din 4 mofete din județul Covasna, conform Tabelului nr. 11. După cum se vede în coloana A, avem date din următoarele mofete: Șugaș – Băi, Bene, Hătuica și Peștera Puturoasă. Detectorii au stat 32 zile, cum se vede în coloana B. În urma analizelor de laborator, așa cum este prezentat în coloanele C și D, au fost obținute valori între 2707 și 7483 Bq . m-3 la 20 cm, 2187 și 7686 Bq .· m-3 la 50 cm, și 146 și 6640 Bq la 120 cm. După cum se poate observa în coloana E., au fost calculate valorile medii de activitate de Rn – 222 pentru cele trei nivele studiate din fiecare mofetă abordată.
Tabelul nr. 11. Distribuția activității de radon pe nivele în patru mofete din jud. Covasna, în perioada decembrie 2014 – ianuarie 2015
Conform Administrației Naționale de Meteorologie (ANM 2016), temperatura medie a lunii decembrie 2014, în țară, a avut valori cuprinse între -7,7°C și 4,8°C, Figura nr. 28. Cele mai scăzute temperaturi, sub -4,0°C, s-au înregistrat în zona montana înaltă, la peste 1700 m altitudine. În zona studiată, în jud. Covasna, media lunii decembrie prezenta valori cuprinse între -1,9°C și 0°C. Abaterea temperaturii medii a aerului din luna decembrie 2014, față de cea normală climatologică, respectiv cea din perioada 1961-1990, a fost pozitivă în toată țara. În zona studiată abaterile prezentau valori între 1,1°C și 3°C. Cantitatea lunară de precipitații, în decembrie 2014, în județul Covasna, în zona cercetată, avea valori între 31 și 50 mm (Figura nr. 29.).
Conform Administrației Naționale de Meteorologie (ANM 2016), temperatura medie a lunii ianuarie 2015, în zona studiată, în jud. Covasna, prezenta valori cuprinse între -3,9 °C și -2 °C, Figura nr. 30. Abaterea temperaturii medii a aerului din luna ianuarie 2015, față de cea normală climatologică (respectiv 1961-1990), a fost pozitivă în aproape toate regiunile țării, iar valorile acesteia au fost cuprinse majoritar între 0 și 3°C.
În zona studiată, în jud. Covasna, s-au înregistrat abateri pozitive cuprinse între 1,5 °C și 2 °C. Cantitatea lunară de precipitații în ianuarie 2015 în județul Covasna, în zona cercetată, avea valori între 11 și 30 mm (Figura nr. 31.).
Figura nr. 28. Temperatura medie lunară, decembrie 2014. (ANM 2016)
Figura nr. 29. Cantitatea lunară de precipitații, decembrie 2014. (ANM 2016)
Figura nr. 30. Temperatura medie lunară, ianuarie 2015. (ANM 2016)
Figura nr. 31. Cantitatea lunară de precipitații, ianuarie 2015. (ANM 2016)
Pe baza activităților de radon, măsurate în a treia perioadă de colectare, au fost calculate dozele efective primite de pacienți în cele 4 mofete din jud. Covasna (Tabelul nr. 12.). Pentru estimarea dozelor efective a fost utilizat în continuare ecuația care descrie doza în urma inhalării de radon, respectiv ERn = CRn · K · F · t (Cucoș et al. 2014, Incze et al. 2016). Ecuația a fost detaliată mai sus.
Menționez totuși că doza efectivă calculată, ERn este exprimată în mSv și este prezentată în coloanele C și D. Concentrația medie de radon, și în acest caz, denotă media calculată pentru cele două nivele superioare, respectiv 50 și 120 cm.
A fost utilizat și aici valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F). Timpul petrecut în mofetă a fost estimat și aici la 5 ore, având în vedere că o ședință durează aprox. 20-30 de minute, și un tratament general are 10-15 zile. Pentru factorul de conversie fost dat valoarea 9, respectiv de 12, iar rezultatele corespunzătoare sunt prezentate în coloanele C și D în Tabelul nr. 12.
Tabelul nr. 12. Doze efective în patru mofete din jud. Covasna,
în perioada decembrie 2014 – ianuarie 2015
4.2.4. Interpretarea rezultatelor: concentrații de radon și doze efective
Variația activității de radon în funcție de înălțime
În prima perioadă de prelevare a datelor, respectiv decembrie 2012 și ianuarie 2013, cum era de așteptat, valoarea cea mai mare de activitate de radon, a fost măsurat la 10 cm de podea, și anume 5035 Bq/ m3 în mofeta Bardócz. În general, profilul de activitate de radon arată o descreștere cu creșterea înălțimii (ex. Fig. nr. 32. și nr. 33.). Așadar, era de așteptat să găsim valori mai mari la 10-20 cm, decât la 50-70 cm sau la 100-120 cm. Acest fenomen de variație al concentrației de radon apare frecvent în literatura de specialitate (Csegzi 2008, Cucoș et al. 2014, Szakács et al. 2006, etc.).
Această tendință, însă, este valabilă mai ales în mofetele care sunt plasate direct deasupra emanației de gaz și nu neapărat la cele alimentate de la distanță din sursă naturală sau la cele întreținute din surse artificiale. În plus, stabilitatea gazului mofetic în spațiul concav contribuie la apariția profilului amintit.
De altfel, valoarea 5035 Bq/ m3 și celelalte valori din mofeta Bardócz sunt comparabile cu valorile măsurate de Csige István (2008). În perioada a doua de prelevare a datelor, au fost găsite și valori apropiate de 10 k Bq/ m3 în această mofetă, Tabelul nr. 9. Totuși, valorile Csige sunt ceva mai ridicate decât cele măsurate cu ocazia acestei teze. Diferența se explică prin perioada de prelevare a probelor: detectorii mei au fost expuși toamna-iarna, pe când Csige I. a lucrat pe teren în timpul verii. Mofetele prezintă o dinamică a gazului atât sezonală, cât și diurnă, analiza acesteia, însă, depășește limitele acestei cercetări.
În prima perioadă de prelevare a datelor, respectiv decembrie 2012 și ianuarie 2013, cum era de așteptat, valoarea cea mai mică de activitate de radon, a fost măsurat la 120 cm de podea, și anume 280 Bq/ m3 în mofeta de la Șugaș – Băi.
Această mofetă, în prima perioadă (Tabelul nr. 7.), prezintă următoarele valori medii de activitate de radon în funcție de înălțime: 1709 Bq/ m3 la 10 cm, 1917 Bq/ m3 la 50 cm și 320 Bq/ m3 la 120 cm. Așadar, valoarea maximă este cea din mijloc, adică cea de la 50 cm. Astfel de profil a fost identificat și la mofeta Bene (perioada a doua, Tabelul nr. 9.), respectiv la Peștera Puturoasă (perioada a treia, Tabelul nr. 11). O explicație posibilă este că radonul nu provine doar din fundul spațiului concav, ci și din părțile laterale ale acestuia.
Explicații asemănătoare, pentru situații similare, se regăsesc în literatura actuală, ex. Csige 2008 sau Néda et al. 2008a. În perioada a doua de prelevare a datelor, în orașul Covasna, a fost abordat și mofeta Spitalului de recuperare Cardiovasculară Dr. Benedek Géza. Este una dintre cele mai studiate emanații de gaze și este monitorizat permanent de fizicianul Gyila Sándor.
Au fost obținute valori relativ scăzute pentru activitatea radonului: 1706 Bq / m3 la 10 cm, 1406 Bq / m3 la 50 cm, respectiv 1221 Bq / m3 la 100 cm. Aceste valori scăzute sunt comparabile cu cercetările precedente. Studiile lui Szabó E. (1992) reflectă activitate moderată de radon (Tabelul nr. 13). Cercetările lui Csige (2008) prezintă profilul vertical al concentrației de radon, Figura nr. 33. Este un profil clasic, stabil, care favorizează tratamentele medicale în incinta acestei instituții.
Diferențe între sezoane
În perioada a treia de colectare a datelor, au fost repetate prelevările de probe în 3 dintre cele 4 mofete studiate în prima perioadă, și anume: Șugaș – Băi, Hătuica și Peștera Puturoasă. Valorile obținute prezintă diferențe semnificative între cele două sezoane (Tabelul nr. 14.).
Tabelul nr. 14. Diferența de activitatea de Rn -222 între două sezoane
După cum se poate observa în Tabelul nr. 14., vedem că, în condiții similare, în iarna 2014-2015 au fost măsurate valori semnificativ mai ridicate decât în 2012-2013 în același perioadă a anului. Diferența dintre cele două sezoane, în cele trei mofete studiate, se poate explica prin condițiile meteo. Cu cât sunt mai scăzute valorile temperaturii aerului cu atât este mai instabil gazul mofetic, așadar concentrații de radon devin din ce în ce mai scăzute. Tot așa, cu cât este mai mare umiditatea aerului, cu atât este mai stabil gazul mofetic în spațiile concave.
Din perspectiva umidității aerului, respectiv a] precipitației, vorbim de condiții comparabile și asemănătoare în cele două sezoane de iarnă. În decembrie 2012, cantitatea medie lunară de precipitații prezintă valori cuprinse între 41 și 75 mm, iar în ianuarie 2013 valorile au fost între 11-30 mm. În decembrie 2014, cantitatea medie lunară de precipitații prezintă valori între 31 și 50 mm, iar în ianuarie 2015 valorile au fost între 11-30 mm. Așadar, diferențele dintre valorile de concentrație de radon, din cele două sezoane studiate, în cele trei mofete vizate, nu pot fi explicate cu ajutorul precipitațiilor. Explicația este posibilă, însă, pe baza temperaturii aerului. Iarna, în sezonul 2012-2013, era o iarnă geroasă, iar cea din 2014-2015 era una blândă. Mai exact, abaterile temperaturii medii (raportate la perioada standard, respectiv 1961-1990), în luna decembrie 2012, prezentau valori cuprinse între -2,9 șC și -1,5 șC, iar același valori în decembrie 2014 au fost între +1,1 șC și +3 șC. În valori absolute, în decembrie 2012, temperatura medie a lunii a fost cuprinsă între -3,9 și -2 șC, iar în decembrie 2014 aceste valori au fost între -1,9 șC și 0 șC. În ianuarie 2013, abaterile temperaturii medii (raportate la perioada standard, respectiv 1961-1990) au fost ușor pozitive, prezentau valori cuprinse între 0,1 șC și 1șC, iar aceleași valori în decembrie 2015 au fost între 1,5 șC și 2 șC. În valori absolute, în decembrie 2012, temperatura medie a lunii a fost cuprinsă între -3,9 și -2 șC, iar în decembrie 2014 aceste valori au fost între -1,9 șC și 0 șC. Așadar, în iarna mai rece, respectiv cea din 2012-2013 au rezultat valori mai scăzute de activitate de radon, în timp ce iarna mai puțin rece, a determinat concentrații mai ridicate de radon în mofete.
Doze efective din perspectiva sănătății umane
Pe baza activităților de radon, măsurate în cele trei perioade de colectare, au fost calculate dozele efective posibile pentru pacienți, în cele 9 mofete din jud. Covasna (Tabelul nr. 15.). Pentru estimarea dozelor efective a fost utilizat în continuare ecuația, care descrie doza în urma inhalării de radon, respectiv ERn = CRn · K · F · t (Cucoș et al. 2014, Incze et al. 2016). Doza efectivă calculată, ERn este exprimată în mSv și este prezentată în coloanele B – G. Concentrația medie de radon, în acest caz, denotă media calculată pentru cele două nivele superioare, respectiv 50 și 100-120 cm. A fost utilizat și aici valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă a fost estimat și aici la 5 ore, având în vedere că o ședință durează aprox. 20-30 de minute și un tratament general are 10-15 zile. Pentru factorul de conversie a fost dat valoarea 9, respectiv de 12, iar rezultatele corespunzătoare sunt prezentate în coloanele B – G în Tabelul nr. 15.
Tabelul nr. 15. Doze efective în nouă mofete din jud. Covasna, în trei perioade
După cum se poate observa în Tabelul nr. 15., doza efectivă cuprinde valori între 0,019 și 0,260 mSv. După cum a fost de așteptat, cele 3 valori minime provin din prima și a treia perioadă, respectiv din perioadele de iarnă, din Peștera Puturoasă și din Mofeta Șugaș – Băi. Valorile maxime au fost obținute în perioada a doua, adică toamna, în mofetele Bene și Bardócz.
Bineînțeles, în cazul factorului de conversie K = 12, dozele sunt ceva mai ridicate (coloanele C, E, G), decât în cazul K = 9 (coloanele B, D, F). Cu o singură excepție (mofeta Bene în perioada a doua), valorile dozei efective, calculate în acest studiu și reflectate în Tabelul nr. 15., se situează sub 20% din cea indicată ca și doză suplimentară pentru populație, respectiv 1 mSv (Harrison și Marsh 2012., Incze et al. 2016). Așadar, radonul din mofete, conform studiilor noastre, nu constituie un factor de risc în sine.
Totuși, dacă pacientul primește alte doze de radiații, trebuie luată în considerare și cea primită din mofete. În plus, necesită atenție sporită personalul, care petrece mult mai mult timp în incinta sau în apropierea mofetei, față de pacienți într-o cură, de ex. ghizi, asistente medicale.
Constatări generale
Pe baza activităților de radon, din literatura de specialitate, au fost selectate valorile maxime pentru câteva mofete din județele Covasna și Harghita ( Tabelul nr. 16.). Pentru aceste valori selectate (coloana C), au fost calculate dozele efective posibile pentru pacienți (coloana D).
Pentru estimarea dozelor efective, a fost utilizat în continuare ecuația, care descrie doza în urma inhalării de radon, respectiv ERn = CRn · K · F · t (Cucoș et al. 2014, Incze et al. 2016). A fost folosit și aici valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă a fost estimat, și aici, la 5 ore. Pentru factorul de conversie a fost dat valoarea de K = 12.
Tabelul nr. 16. Concentrații de radon și doze efective în mofete selectate din județele Covasna și Harghita (ed. pe baza datelor Mócsy și Néda 2005, Szabó E. 1998, Szabó Á. 2005)
Cu două excepții (Peștera Puturoasă și Hătuica), valorile dozei efective, se situează sub 50% din doza suplimentară semnalizată pentru populație, respectiv 1 mSv (Harrison și Marsh 2012., Incze et al. 2016). În Peștera Puturoasă valoarea de 56270 Bq/ m3 denotă o maximă excepțională (Szabó Á. 2005), doza efectivă calculată cu această valoare reprezintă aprox. jumătate din valoarea radiației de fond calculată pentru România, respectiv 2,69 mSv. În această cercetare, au fost măsurate valori în intervalul 938 și 5104 Bq/ m3 în Peștera Puturoasă.
Valorile noastre, relativ mici, pot fi explicate prin perioada de iarnă (decembrie – ianuarie), când au fost prelevate probele. În literatură valorile mari apar în intervalul 18000-26000 Bq/ m3 (Szabó E 1998). Doza efectivă recalculată pentru Peștera Puturoasă pentru valoare de 26000 Bq/ m3 este 0,62 mSv. Această valoare de 0,62 mSv este apropiată de cea rezultată pentru mofeta Hătuica din tabelul nr. 16., respectiv 0,71 mSv, și așa, în mod normal, se încadrează și aceste mofete în limita de 1mSv (Harrison și Marsh 2012). Așadar, radonul din mofete, nu constituie un factor de risc în sine.
Totuși, dacă pacientul primește alte doze de radiații, trebuie luată neapărat în considerare și cea primită din mofete. În plus, este valabil în mod accentuat, că personalul care petrece mult mai mult timp în incinta sau în apropierea mofetei, față de pacienți într-o cură (medici, ghizi, asistente medicale etc.) necesită atenție sporită.
Figura nr. 34. prezintă concentrația de radon din cele nouă mofete studiate în jud. Covasna; putem observa distribuția și variația activității de radon în spațiile concave. Pentru mofetele care primesc gazul de la distanță (ex. Mofeta Spitalului, Mofeta Hotelului Bradul) este de așteptat ca valorile maxime ale concentrației de radon să fie jos și, treptat, să descrească această valoare.
Pentru mofetele care au fost construite direct deasupra emanației (ex. Peștera Puturoasă, Hătuica) se preconizează o valoare maximă la o anumită înălțime de podea (în cazul nostru la 50 cm), deoarece radonul pătrunde nu numai din străfund, ci și din părțile laterale în spațiul concav.
Valorile, care cresc de jos în sus (ex. Bardócz, Hephaistos), având valoarea minimă la 10-20 cm și cea maximă la 100-120 cm, marchează o perturbație a gazului din diferite motive, de ex. condiții meteorologice, probleme de planificare sau de funcționare.
Figura nr. 34. Profilul de activitate de Rn – 222 pe trei nivele în nouă mofete din jud. CV
4.2. Cesiu – 137, indicator de contaminare radioactivă
Această parte a tezei include trei subcapitole. Primul subcapitol conține rezultatele asociate cu probele de sol din zona Ciomad – Bálványos. Partea a doua include rezultatele de acumulare de Cs- 137 din scoarță. În final, apar considerațiile generale privind radiocesiul și rolul lui de indicator de contaminare radioactivă.
4.2.1. Probe de sol din zona Ciomad – Bálványos
Rezultatele de activitate a cesiului, măsurate din probele de sol din zona ariei protejate Ciomad – Bálványos, sunt comparabile cu datele din literatura de specialitate (Begy 2009, De Cort et al. 1998, Cosma 2002). Bineînțeles, în acest sens, o metodă potrivită este comparația activității din 1986, deoarece fiecare serie de măsurători din publicații, reflectă date dinamice din ultimii 30 de ani referitoare la radiocesiu. În mod normal, activitatea din trecut / viitor poate fi calculată pornind de la legea integrală a dezintegrării radioactive: . În cazul nostru, însă, o metodă mult mai simplă este dublarea activității actuale, deoarece au trecut tocmai 30 de ani de la accidentul de la Cernobâl și timpul de înjumătățire la Cs – 137 este 30,17 ani. Dintre cele patru probe de sol, colectate din vecinătatea ariei protejate Ciomad – Bálványos (Figura nr. 23.), valoarea minimă de activitate actuală a fost la proba nr. 7, respectiv 24,85 Bq / kg, care înseamnă 10990, 98 Bq / mp depunere din 1986 (Tabelul nr. 17., coloanele C – F). Valoarea maximă a fost obținută la proba nr. 1., respectiv 61,64 Bq / kg, ceea ce corespunde unei depuneri de 27262,94 Bq / mp din 1986. Valori similare găsim și în literatura de specialitate (Tabelul nr. 4.).
Tabelul nr. 17. Activitate Cs – 137 lângă aria protejată Ciomad – Bálványos măsurată din probe de sol
În cele patru locații din incinta ariei protejate Ciomad – Bálványos ( Figura nr. 23.), valoarea minimă de activitate actuală a fost în locația nr. 3, respectiv 7832.58 Bq / mp, care înseamnă 15665.16 Bq / mp depunere din 1986 (Tabelul nr. 18., coloanele D – E). Valoarea maximă a fost obținută în locația nr. 6., respectiv 11344.97 Bq / mp, ceea ce corespunde unei depuneri de 22689.94 Bq / mp din 1986. Valori similare găsim și în literatura de specialitate (Tabelul nr. 4.). Trebuie menționat că valorile obținute în zona studiată aparțin intervalului ridicat în contextul Transilvaniei (Tabelul nr. 4.). Această situație de activitate ridicată este reflectată și de media calculată pentru cele 8 locații din zona Ciomad – Bálványos, cea actuală este 9404.25 Bq/ mp, respectiv cea din 1986 este 18808.50 Bq/ mp. Totuși, comparativ cu valorile cele mai ridicate privind contaminarea solului cu Cs – 137 în România, care au fost măsurate pe ruta norului radioactiv, adică pe axa NE-SV a țării, și care au ajuns la valori până la 80 kBq/m2 (Cosma 2002), valorile obținute în zona Ciomad – Bálványos sunt relativ scăzute, valoarea maximă de depunere (1986) fiind 27262,94 Bq / mp. Rezultatele din cercetarea actuală, în context european, sunt moderate: cercetări similare au adus rezultate până la 100 kBq/m2 în Suedia, iar în Ucraina și Bielorusia au măsurat și valori peste 200 kBq/m2 (ANPM 2014). În Danemarca, Belgia și Ungaria, însă, valorile sunt mult mai reduse (De Cort et al. 1998).
Tabelul nr. 18. Activitate Cs – 137 în incinta ariei protejate Ciomad – Bálványos măsurată din probe de sol
Majoritatea radionuclizilor, inclusiv cesiul – 137, s-au așezat în stratul superficial al solului nelucrat, contaminându-l până în prezent. Reducerea contaminării solului s-a realizat, printre altele, prin migrarea radionuclizilor în straturile profunde. Se poate observa, reducerea poluării, respectiv a descreșterii activității paralel cu creșterea adâncimii ( Figura nr. 35.).
Figura nr. 35. Probe de sol: activitate de Cs-137 la cele 4 locații din incinta ariei protejate, în funcție de înălțimea locației și adâncimea probelor de sol
Cu toate că literatura de specialitate descrie corelația dintre depunere și înălțime geografică, în cazul nostru între acești parametri au apărut doar corelații slabe, respectiv 0,3 (Figura nr. 36.). Corelația slabă se explică prin numărul relativ redus al eșantioanelor, respectiv prin intervalul restrâns al probelor din perspectiva înălțimii: 625 m – 871 m.
Figura nr. 36. Probe de sol: depunerea de Cs-137 în funcție de înălțimea locației (Bq/mp)
4.2.2. Molid și gorun: probe de scoarță
Este cunoscut că, după accidentul de la Cernobâl, din perspectiva arborilor, principala sursă de contaminare a fost depunerea radionuclizilor din atmosferă pe scoarța și alte părți ale plantelor lemnoase (Kuroda et al. 2013). În plus, se știe că structura scoarței, respectiv a ritidomului, influențează semnificativ modul în care au fost contaminate plantele lemnoase.
În aria protejată Ciomad- Bálványos, au fost colectate probe de scoarță aparținând speciilor de molid și gorun (Figura nr. 37.). Rezultatele probelor sunt prezentate în Tabelul nr. 19. În acest tabel, se poate observa că valorile de activitate de Cs – 137 la gorun sunt mai ridicate decât la molid, valoarea medie la gorun fiind 44,75 Bq / kg, iar la molid 10,59 Bq / kg. Raportul dintre gorun și molid este 4,22. Diferența se explică prin caracteristicile anatomice și fiziologice ale acestor specii de arbori. Arborii tineri au totdeauna scoarța netedă. Cei cu vârstă mai înaintă (în cazul acestei cercetări min. 50-60 de ani), însă, generează ritidomul, adică prezintă țesuturi moarte ale scoarței, rezultate din activitatea felogenului, cumulate cu parenchimul și liberul. Ritidomul se poate exfolia în solzi la molid, iar la gorun formează niște crăpături caracteristice (Figura nr. 37.). Așadar, la gorun, avem o structură cu mai multe și cu mai accentuate crăpături, în plus, această specie nu exfoliază. La molid, însă, pe lângă o textură mai netedă a scoarței avem și exfoliere. Așadar, este firesc, ca activitatea la gorun să fie mai ridicată, în cazul nostru cu aprox. de patru ori mai mare.
Figura nr. 37. Textura scoarței la diferite specii de arbori: a. Picea abies (molid) b. Quercus sp. (gorun), c. Populus tremula (plop tremurător), d. Prunus avium (cireș)
(adaptat după Cosma et al. 2016)
Diferențe dintre specii de Quercus sp. și Picea sp. sunt reflectate și în literatura de specialitate. Mai mult, diferite specii de arbori prezintă capacitate variată de acumulare a cesiului, în funcție de textura și proprietățile fiziologice ale scoarței (Figura nr. 37.). Capacitatea de acumulare de Cs – 137 variază astfel (Cosma et al. 2016): stejar, gorun > plop tremurător > molid >cireș.
Tabelul nr. 19. Activitate de Cs – 137 în probe de scoarță de gorun și molid în aria protejată Ciomad- Bálványos
A fost analizat corelația dintre înălțimea geografică și activitatea de Cs – 137 (Figura nr. 38.). Rezultatele reflectă o corelație slabă, atât în cazul molidului (0,2), cât și în cazul gorunului (0,3). Totodată, există o legătură strânsă între activitatea de Cs – 137 în scoarță și locația eșantionului față de ruta norului radioactiv din 1986 (direcția NE – SV). Avem valori mai ridicate în Suceava – Harghita – Mureș – Caraș –Severin, și zonele învecinate (Covasna, Cluj, Sibiu). Valori mai scăzute provin din județele Bihor, Maramureș, Bistrița și Sălaj. Așadar, în cazul molidului în județul Suceava s-a măsurat 11,9 Bq / kg, în Mureș 20,8 Bq / kg, în Sibiu 16 Bq / kg, iar în Bistrița doar 3,1 Bq / kg, în Maramureș 7,7 Bq / kg (Cosma et al. 2016). În cazul speciilor de Quercus sp., valorile sunt în general mai ridicate decât la molid, însă, reflectă și ele poziția, distanța față de axa NV- SE a țării. Deci, pentru Quercus sp., în Suceava s-a măsurat 58,3 Bq / kg, în Caraș – Severin 73,6 3 Bq / kg pe când în Bistrița doar 5,9 3 Bq / kg sau în Bihor numai 4,9 Bq / kg (Cosma et al. 2016). În consecință, se poate constata că valorile prezentei cercetări sunt în concordanță cu celelalte valori din țară, atât în cazul molidului, cât și al gorunului.
Figura nr. 38. Probe de scoarță:
activitate de Cs – 137 în funcție de specia arborelui și înălțimea locației
Știm din literatura de specialitate că, în prezent, concentrația radiocesiului în ritidom este proporțională cu cantitatea inițială (Cosma et al. 2016, Suchara et al. 2011). Cercetarea actuală confirmă că activitatea cesiului -137 din scoarță este influențată semnificativ de specia arborelui, respectiv de textura scoarței.
Este importantă cunoașterea variației de acumulare de Cs – 137 în straturile scoarței. Pe de o parte, primim o explicație privind mecanismul acumulării, pe de altă parte ajungem la metode adecvate la prelevarea probelor. În urma analizei unui material de 40 mm grosime (Cosma et al. 2016), s-a demonstrat că acumularea cesiului s-a produs, în primul rând, în urma absorbției directe după accidentul nuclear din 1986. Activitatea maximă a fost în primul start, adică în exterior, respectiv 1,6 Bq / kg (Figura nr. 39.). Sub 12 mm adâncime nu s-a mai schimbat semnificativ concentrația de Cs- 137. Concluzii similare sunt prezentate și într-un studiu din Bulgaria (Zhiyanski et al. 2010). Așadar, la prelevarea probelor, chiar și cu o diferență de 1-2 mm adâncime, rezultă variații semnificative în activitatea de cesiu.
Figura nr. 39. Profil de Cs – 137 la scoarță de Quercus sp. (Cosma et al. 2016)
4.2.3. Considerații generale
Concentrațiile de Cs – 137 rezultate din probele de sol din zona Ciomad- Bálványos sunt în concordanță cu cele din literatura de specialitate (Begy 2009, Cosma 2002, De Cort et al. 1998). Totuși, rezultatele din acest studiu prezintă și particularități. Corelația dintre activitatea de Cs – 137 și înălțimea geografică este slabă, respectiv doar 0,3 (Figura nr. 40.).
Figura nr. 40. Probe de sol: activitate Cs -137 (Bq / kg) în funcție de înălțimea locației
Profilul activității de Cs – 137 atașate locațiilor 3-7 este una tipică: valorile maxime sunt prezente la adâncimile 0-5 cm, iar cele minime la 15-20 cm (Figura nr. 41.). Aceste rezultate confirmă că majoritatea radionuclizilor de cesiul – 137, s-au așezat în stratul superficial al solului, contaminându-l până în prezent, iar reducerea se realizează, printre altele, prin migrarea radionuclizilor în straturile profunde.
Ecosistemele forestiere sunt complexe, arată particularități față de celelalte ecosisteme terestre și acvatice din perspectiva radionuclizilor. Pe termen lung, rezervorul principal este solul, contribuind astfel la contaminarea continuă a ecosistemului forestier. În cazul arborilor, însă, s-a demonstrat că radionuclizii ajung în plante, în primul rând din atmosferă, respectiv prin frunze (coronament), iar prin sol și rădăcină pătrunderea este nesemnificativă (Constantinescu et al. 1988, Fesenko et al. 2003). Din coronament, elementele contaminante au ajuns în celelalte părți ale arborilor prin proprietățile anatomice și activitățile fiziologice ale plantelor și, bineînțeles, și pe sol cu ocazia căderii frunzelor (Shcheglov et al. 2011, Fesenko et al. 2003).
Figura nr. 41. Probe de sol: activitate de Cs – 137 la cele 8 locații
În context internațional, rezultatele din România, privind activitatea de Cs -137 din scoarță de gorun și molid, reprezintă valori înalte (Figura nr. 42.). Datele din România au fost comparate cu cele din Ungaria (Budapest, Veszprém, Debrecen), Republica Moldova, Serbia, Belgia, Danemarca, Bulgaria și Republica Cehă. Valorile relativ mari din România, Moldova și Cehia, respectiv relativ mici în Belgia, Danemarca și Ungaria sunt în concordanță cu situațiile reflectate în „Atlasul depunerii de cesiu în Europa” după accidentul de la Cernobâl (De Cort et al. 1998). Acest atlas nu conține date în această privință despre Bulgaria și Serbia.
Figura nr. 42. Conținutul de Cs – 137 în scoarță de Quercus sp. (oak) și Picea sp. (spruce) în diferite țări din Europa (Cosma et al. 2016)
5. CONCLUZII
5.1. Radonul și mofetele
Mofetele și apele minerale primesc o atenție sporită în ultimii ani, atât în cadrul balneoterapiei cât și în ramura de spa a turismului. Datele științifice cuprinzătoare și recente sunt incomplete deocamdată în acest domeniu, cu toate că din ce în ce mai multe studii abordează mofetele din diferite perspective, inclusiv a radioactivității, respectiv a radonului. Cercetarea actuală cumulează date de radon din nouă mofete din jud. Covasna.
Studiul actual furnizează date privind distribuția și variația activității de radon în spațiile concave ale mofetelor. În cazul mofetelor, care sunt formate direct deasupra emanației (ex. Peștera Puturoasă, Hătuica) apare o valoare maximă la o anumită înălțime de podea (în cazul acestui studiu la 50 cm), deoarece radonul pătrunde nu numai din străfund, ci și din părțile laterale. Valorile maxime ale concentrației de radon sunt la nivelul inferior și, treptat, cresc aceste valoari, în cazul mofetelor care primesc gazul de la distanță (ex. Mofeta Spitalului, Mofeta Hotelului Bradul). Valorile, care cresc de jos în sus (ex. Bardócz, Hephaistos), având valoarea minimă la 10-20 cm și cea maximă la 100-120 cm, reflectă o perturbație a gazului din diferite motive (ex. condiții meteorologice, probleme de planificare sau de funcționare).
Studiul actual prin activitățile măsurate (1046 – 10836 Bq / m3) și dozele calculate (0,019 – 0,260 mSv) confirmă că, pentru pacienți, radonul din mofete nu constituie un factor de risc în sine. Totuși, dacă pacientul primește și alte doze de radiații, trebuie luată în considerare și cantitatea primită în mofete. Personalul (ex. medici, ghizi, asistente medicale) necesită atenție sporită, deoarece ei petrec mult mai mult timp în incinta sau în apropierea mofetei, decât pacienții într-o cură. Datele obținute în această cercetare sunt comparabile cu datele din literatura de specialitate, valorile relativ mici se datorează temporizării perioadelor de prelevare a probelor (toamnă și iarnă).
În condiții similare, în iarna 2014-2015 au fost măsurate valori semnificativ mai ridicate decât în 2012-2013 în aceeași perioadă a anului. Diferența dintre cele două sezoane, a fost explicat prin condițiile meteo: cu cât au fost mai scăzute valorile temperaturii aerului, cu atât a fost mai instabil gazul mofetic, așadar concentrația de radon a devenit mai scăzută.
Acest studiu ar merita completat cu măsurarea concentrației de radon în celelalte mofete din jud. Covasna și Harghita, în total sunt aprox. 80, din care au fost abordate doar 9 în limitele acestei cercetări. Măsurătorile ar fi bine să fie lărgite în așa fel încât să cuprindă și alte caracteristici fizice și chimice ale mofetelor, furnizând condiții favorabile pentru interpretări mai exacte și mai profunde. Cercetările interdisciplinare, incluzând domeniile de sănătate umană, științe ale naturii, protecția mediului și sustenabilitate economico – socială, ar contribui la exploatarea inteligentă a gazelor mofetice.
Majoritatea mofetelor sunt folosite în scopuri terapeutice și de agrement, însă, fără monitorizare permanentă a caracteristicilor fizico – chimice și fără supraveghere medicală a utilizării. Așadar, sunt importante studiile efectuate asupra unor parametrii ai acestor emanații de gaze. Totodată, ar fi prețios dacă rezultatele, concluziile și recomandările studiilor efectuate ar ajunge nu numai la specialiști, ci și la publicul larg (mai ales la utilizatori).
Un avantaj deosebit al utilizării mofetelor în scopuri balneologice, comparativ cu medicamentele regulate, este că nu are efecte secundare semnificative. Un potențial promițător zace în exploatarea mofetelor atât din perspectiva balneoterapiei, cât și cea a pachetelor de sport, turism, fitness și spa.
5.2. Cesiul -137 în sol și scoarță
Rezultatele de depunere de cesiu – 137, măsurate din probele de sol din zona ariei protejate Ciomad – Bálványos, sunt comparabile cu datele din literatura de specialitate. Media actuală, calculată pentru cele 8 locații, este 9404,25 Bq/ mp, iar media din 1986 este 18808,50 Bq/ mp. Valorile obținute în zona studiată aparțin intervalului ridicat în contextul Transilvaniei. Comparativ, însă, cu valorile cele mai ridicate (măsurate pe ruta norului radioactiv, adică pe axa NE-SV a țării), care au ajuns până la 80 kBq/m2, valorile obținute în zona Ciomad – Bálványos sunt moderate, având valoarea maximă de depunere (1986) 27262,94 Bq / mp. Rezultatele din cercetarea actuală, în context european, au valori mijlocii. De exemplu, în Danemarca, Belgia și Ungaria valorile sunt mai reduse, iar în Suedia, Ucraina și Bielorusia au depuneri mai ridicate.
Profilul activității de Cs – 137 este unul tipic, adică valorile maxime sunt prezente aproape de suprafață, respectiv la adâncimile de 0-5 cm, descrescând treptat, iar valorile minime sunt la 15-20 cm. Aceste rezultate sunt în concordanță cu teoria după care majoritatea radionuclizilor s-au așezat în stratul superficial al solului după accidentul din 1986. Contaminarea radioactivă există și în prezent, iar reducerea se realizează, printre altele, prin migrarea radionuclizilor în straturile profunde al solului.
Cercetarea actuală confirmă că activitatea cesiului -137 din scoarță este influențată semnificativ de specia arborelui, respectiv de textura scoarței. Valorile de activitate de Cs – 137 la gorun sunt mai ridicate decât la molid, valoarea medie la gorun fiind 44,75 Bq / kg, iar la molid 10,59 Bq / kg. Raportul dintre gorun și molid este 4,22. La gorun avem o structură cu mai multe și cu mai accentuate crăpături, în plus, această specie nu exfoliază. La molid, însă, avem o suprafață mai puțin crăpată și, în plus, avem și exfoliere. Așadar, este firesc, ca activitatea la gorun să fie mai ridicată, decât la molid.
În scoarța de gorun activitatea maximă de Cs – 137 a fost măsurat în primul start, adică în exterior, respectiv 1,6 Bq / kg. Sub 12 mm adâncime nu s-a mai schimbat semnificativ concentrația de Cs- 137. Aceste date susțin teoria care afirmă că după accidentul de la Cernobâl, din perspectiva arborilor, principala sursă de contaminare a fost depunerea radionuclizilor din atmosferă pe scoarța și alte părți ale plantelor lemnoase. Este importantă cunoașterea variației de acumulare de Cs – 137 în straturile scoarței, deoarece primim o explicație privind mecanismul acumulării și ne ajută la clarificarea nuanțelor în metodologia de prelevare a probelor.
Pe când acumularea cesiului în probele de sol este o temă cercetată de trei decenii, depozitarea de Cs – 137 în scoarță este a temă recentă. Arborii, aparținând genului Quercus (ex. gorun, stejar), pot fi utilizați ca și biomonitori pe termen lung. Necesită atenție sporită metodologia de prelevare a probelor de scoarță. Studiul prezent ar merita continuat cu măsurători de radiocesiu din scoarță din jurul arborilor, din diferite specii și din diferite regiuni.
5.3. Radioactivitate naturală și artificială
În viața zilnică, apare frecvent în context negativ noțiunea de radioactivitate. Reținerile populației față de acest fenomen se datorează, în primul rând, lipsei informațiilor adecvate. În vederea realizării protecției mediului împotriva poluării radioactive și pentru propagarea culturii de radioprotecție, este necesară cunoașterea surselor de contaminare și a căilor de expunere a materiei vii, inclusiv a corpului uman. Cadrul legislativ valabil în România, respectiv recomandările forurilor internaționale ne asigură puncte de reper în cultura de radioprotecție.
În România, din recomandările de radioprotecție lipsesc aspectele referitoare la modalitatea măsurării concentrațiilor de radon în locuințe, la locurile de muncă, respectiv în alte spații. Totodată, sunt absente și datele privind factorul de echilibru și factorii de conversie a dozelor. În consecință, este ambiguu ce doză efectivă va rezulta din expunerea la o anumită concentrație de radon. Ar fi de folos, din perspectiva radioprotecției, clarificarea aspectelor menționate.
6. BIBLIOGRAFIE
Ahman B. și Ahman G. 1994. Radiocesium in Swedish reindeer after the Chernobyl fallout: Seasonal variations and long-term decline [Radiocesiu în populația de ren în Suedia după evenimentele de la Cernobâl: variații sezoniere și declin pe termen lung, lb. engleză]. Health Phys 66(5):503-512.
Airinei St. și Pricăjan A. 1975. Some geological connections between the mineral carbonic and thermal waters and the post – volcanic manifestations correlated with the deep geological structure of the Est – Carpthians territory – Romania [Corelații geologice între ape minerale și termale, și fenomene postvulcanice din perspectiva structurii geologice a Carpaților Orientali, România, lb. engleză] în Studii tehnice si economice. Seria E. Hidrogeologie nr.12., București.
ANM (Administrația Națională de Meteorologie). 2016. www.meteoromania.ro. [vizitat 2012-2016]
ANPM (Agenția Națională pentru Protecția Mediului). 2014. http://www.anpm.ro/radioactivitatea-mediului. [vizitat 2012-2014]
Antal – Szőke E. 1979. Efectul curei balneoclimatice de la Covasna în postconvalescența infarctului miocardic. Lucrare de diplomă. IMF: Tg. Mureș.
Averbeck D., Testard I., Boucher D., 2006. Changing views on ionizing radiationinduced cellular effects [Schimbări în abordarea efectelor radiațiilor ionizante asupra celulelor, lb. engleză]. International Journal of Low Radiation 3, 117–134.
AVM (Asociația Vinca Minor). www.csomad-balvanyos.ro. 2016. [vizitat 2012-2016]
Azzam E.I., deToledo S.M., Raaphorst G.P., Mitchel R.E.J., 1996. Low-dose ionizing radiation decreases the frequency of neoplastic transformation to a level below the spontaneous rate in C3H 10T1/2 cells [Radiațiile ionizante în doză mică reduc frecvența transformărilor neoplastice sub nivelul ratei spontane la celulelele C3H 10T1/2, lb. engleză]. Radiation Research 146 (4), 369–373.
Balogh L., Szabó E., Barabás B. 1960. Conținutul în radon al mofetelor din Covasna și importanța emanațiilor de gaze cu conținut radioactiv din această localitate. Revista Medicală Tg Mures. 2, 254-256
Bardács E. M. 2002. Hévizek és ásványvizek radon- és rádiumtartalma. [Conținutul de radon și radiu ale apelor minerale și –termale, lb. maghiară]. Universitatea Debrecen: Teză de doctorat.
Barti, L., Kovács, I., 2000. Lista victimelor de animale vertebrate în mofetele de la Malnaș Băi (28.02.1999 – 18.09.2000). [A málnásfürdői mofetták gerinces áldozatainak jegyzéke (1999 febr.28.- 2000 szept.18.), lb. maghiară].- Acta (Siculica), Sf. Gheorghe.
Barti L. și Varga Á. 2006. A torjai Büdös-hegy gázasbarlangjainak, mofettáinak denevéráldozatai (1999-2002). [Victimele lilieci ale mofetelor între 1999 și 2002 din Muntele Puturosu (Turia), lb. maghiară] în Acta Siculica, Sf. Gheorghe.
Becker K. 2001. How much protection against radon do we need? [Cât de mult trebuie să ne ferim de radon, lb. engleză]. 3rd Eurosymposium for Protection Against Radon, Liege (Belgium), May 10/11.
Becker K. 2003. Health Effects of High Radon Environments in Central Europe: Another Test to the LNT Hypothesis. [Efecte asupra sănătății ale zonelor cu activitate ridicată de radon în Europa Centrală: un test nou pentru ipoteza LNT, lb. engleză]. Nonlinearity in Biology, Toxicology and Medicine, Vol. 1, No. 1, pp.3–350.
Becker K. 2004. One century of radon therapy [Un secol cu terapia de radon, lb. engleză]. Int. J. Low Radiation, Vol. 1, No. 3, pp.333–357.
Begy R. 2009. Studii de mediu prin utilizarea radioizotopului 210Pb. Teză de doctorat, UBB, Cluj-Napoca.
Beldeanu E. C. 2001. Produse forestiere și studiul lemnului. Brașov: Ed. Univ. Transilvania.
Boni P. 1987. Efectele cardiovasculare ale mofetei din Covasna sub influența unor droguri cardiac active la bolnavii cu cardiopatie ischemica. L. de diplomă, IMF, Tg. Mureș.
Brassai Z. 1999. Mofetele și băile carbogazoase în tratamentul arteriopatiilor obliterante ale membrelor inferioare. Romanian Journal of Angiology and Vascular Surgery 22.
Brassai Z. 2000. A perifériás érbetegségek, ahogyan ma látjuk. [Boli vasculare periferice, cunoștiințe actuale, lb. maghiară]. Természet Világa Orvostudományi Különszám 131.
Brassai Z., Makó K., Brassai A., Puskás A. 2004. A kovászna szénsavas fürdők és mofetták a végtagi verőérszükületek kezelésében. [Băi carbogazoase și mofete din Covasna în tratamentul vasocontricțiilor membrelor, lb. maghiară]. Cluj- Napoca: Ed. Scientia.
Bunzl K., Schimmack W., Kreutzer K., Schierl R. 1989. Interception and retention of Chernobyl USSR-derived cesium-134, cesium-137 and ruthenium-106 in a spruce stand [Intercepția și retenția de Cs – 134, Cs – 137 și Ru – 106 cu origine la Cernobâl- URSS în fondul de molid, lb. engleză]. Sci. Total Environ. 78:77-78.
Butterman, W.C., Brooks, W.E. și Reese, R.G. 2005. Mineral Commodity Profile: Cesium . [Materii prime minerale: Cesiu, lb. engleză]. U.S. Geological Survey, Reston, Virginia.
Calmon Ph., Thiry Y., Zibold G., Rantavaara A. și Fesenko S. 2008. Transfer parameter values in temperate forest ecosystems: a review [Conspect: valori privind parametrii de transport în păduri temperate, lb. engleză]. J. Env. Radioactivity Volume 100, Issue 9.
Carlo A.E., Sanders P., Andriessenan S. și. Cloetingh P. L. 1999. Life cycle of the East Carpathian orogen. [Ciclul de viață a orogenozei Carpaților orientali, lb. engleză] în Journal of geophysical research, Vol. 104, Nr. B12.
Cheresteș, C. 2011. Contribuții privind utilizarea sistemelor dozimetrice termoluminescente în câmpuri mixte de radiații nucleare. Teză de doctorat, Universitatea din București, Facultatea de Fizică.
Clarck, H.M. 1955. A table of radionuclides arranged according to half-life [Tabelul radionuclizilor aranjat pe baza timpilor de înjumătățire, lb. engleză]. Ed. Rensselaer Polytechnic Institute.
Clinovschi, F. 2005. Dendrologie. Ed. Univ. Suceava.
Constantinescu B., Galeriu D., Ivanov E.A., Pascovici G., Plostinaru D. 1988. Determination of 131I, 134Cs, 137Cs in plants and cheese after Chernobyl accident in Romania [Determinarea de 131I, 134Cs și 137Cs în plante și în cașcaval după accidentul de la Cernobâl, lb. engleză]. J. Radioanal Nucl. Chem. Lett.128(1):15-21.
Cosma, C. 1996. Fizică atomică și nucleară, Vol I / II, Cluj- Napoca: Ed. Universitații Babeș-Bolyai.
Cosma C. 2002. Some aspects of radioactive contamination after Chernobyl accident in Romania [Diferite aspecte ale poluării radioactive din România după accidentul de la Cernobâl, lb. engleză] J. Radioanal Nucl. Chem. 251:221-226.
Cosma C., Cucoș A., Papp B., Begy R., Dicu T., Moldovan M., Niță D., Burghele B., Fulea D., Cîndea C., Dumitru O., Maloș C., Suciu L. și Sainz C., 2013. Radon measurements and radon remediation in Băița-Ștei uranium mine area [Măsurători și remediere de radon în zona minei uranifere din Băița-Ștei, lb. engleză]. Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences. 8 (2), 191-199.
Cosma C., Iurian A.R., Incze R., Kovacs T., Zunic Z.S. 2016. The use of tree bark as long term biomonitor of 137Cs deposition [Utilizarea ritidomului arborilor ca și biomonitor pe termen lung pentru Cs – 137, lb. engleză]. J. Environ. Radioact. 153: 126-133.
Cosma C., Iurian A.R, Niță D.C., Begy R., Cîndea C. 2011. Considerations about the presence of Fukushima radionuclides in the NW part of Romania [Diferite aspecte ale prezenței radionuclizilor din Fukusima în partea de NV a României, lb. engleză]. Rom. J. Phys. 56(9-10):1999-2007.
Cosma C., Iurian A.R., Niță C.D., Begy R., Cîndea C. 2012. Indicators of the Fukushima radioactive release in NW Romania [Indicatori ai accidentului radioactiv din Fukusima în partea de NV a României, lb. engleză]. J. Environ. Radioact. 114:1-6.
Cosma C. și Jurcuț T. 1996. Radonul și mediul înconjurător. Cluj- Napoca: Editura Dacia.
Cosma C., Dicu T., Dinu A., Begy R., 2009. Radonul și cancerul pulmonar. Ed. Quantum.
Cosma C., Moldovan M., Dicua T. și Kovacs T. 2008. Radon in water from Transylvania (Romania) [Radonul din apele din Transilvania, România, lb. engleză] în Radiation Measurements 43.
Cosma C., Szacsvai K., Dinu A. și Suciu L. 2009. Preliminary integrated indoor radon measurements in Transylvania (Romania) [Măsurători integrate preliminare de radon din spații închise în Transilvania (România), lb. engleză]. Isotopes in Environmental and Health Studies IEHS, 45, 2, 1–10. 6.
Csegzi S. 2007. Radioactivitatea în Curbura Carpatică, Radonul din locuințe. București: Editura Didactică si Pedagogică.
Cseh B. 1980. Efectele cardiovasculare ale băii carbogazoase și mofetei de la Covasna în postconvalescența infarctului miocardic. Lucrare de diplomă, IMF, Tg. Mureș.
Csige I. Radon a természetes és épített környezetben [Radonul în mediu natural și antropic, lb. maghiară]. 2008. Teză de doctorat, Debrecen.
Cucoș (Dinu) A., Cosma C., Dicu T., Begy R., Moldovan M., Papp B., Niță D., Burghele B. și Sainz, C., 2012. Thorough investigations on indoor radon in Băița radon-prone area (Romania) [Investigații privind radonul din spații închise în zona Băița (România), lb. engleză]. Science of the Total Environment, 431, 1, 78-83.
Cucoș (Dinu) A., Vasilniuc S., Timar-Gabor A., Manea P. and Cosma C. 2014. Contribution of radon dose to the patient exposure in the mofette of Covasna sanatorium, Romania. [Contribuția dozei de radon la expunerea pacienților în mofeta de la Sanatoriul Covasna, Romania, lb. engleză]. Carpathian Journal of Earth and Environmental Sciences, August 2014, Vol. 9, No. 3, p. 69 – 74.
Darby S, Tomasek L. Recent results from the study of West Bohemian uranium miners exposed to radon and its progeny [Rezultate recente despre minerii expuși la radon și descendenții săi din minele de uraniu din Bohemia de Vest, lb. engleză]. Environ. Health Perspect. 1995;103(S2):55-57.
De Cort, M. Dubois G., Fridman S.D.,Germenchuk M.G., Izrael Y.A., Janssens A. et al. 1998. Atlas of caesium deposition in Europe after the Chernobil Accedent [Atlasul depunerii de cesiu în Europa după accidentul de la Cernobâl]. EUR Report 16733. EC office for official publications, Luxembourg.
Deetjen P. și Falkenbach A. (Ed.). 1999. Radon and Health [Radon și sănătate, lb. engleză]. Ed. P. Lang.
Deetjen P., Falkenbach A., Harder D., Jockel H., Kaul A. și Philipsborn H. 2005. Radon als Heilmittel, Therapeutische Wirksamkeit, biologischer Wirkungsmechanismus und vergleichende Risikobewertung. [Radonul, ca mijloc de tratament, eficiența terapeutică, biologia mecanismului și evaluarea riscului relativ, lb. germană] Radiz Schlema.
Dinu A., Cosma C., Dicu T.,Papp B., Niță D.C., Begy R., Moldovan M., Cîndea C., Fulea D. și Sainz C. 2011. Situația actuală a măsurătorilor de radon indoor și perspectiva acțiunilor de remediere în zona minieră Băița-Bihor (România). Ecoterra, Nr. 27.
EC (European Commission). 1990. Commission recommendation of 21 February 1990 on the protection of the public against indoor exposure to radon. [Recomandări din domeniul culturii de radioprotecției, lb. engleză]. (90/143/Euroatom), Official Journal of the European Commission 199639 L80 26-27.
EC. 1996. Council Directive 96/29/Euroatom of 13 May 1996 laying down the basic safety standards for the protection of health of workers and the general public against the dangers of ionizing radiation. [Directivă din domeniul culturii de radioprotecție, lb. engleză]. Official Journal of the European Commission 1996 39 L159 1-114.
EC. 1997. Recommendations for the implementation of Title VII of the European Basic Safety Standards concerning significant increases in exposure due to natural radiation sources. [Recomandări din domeniul culturii de radioprotecție, lb. engleză]. Radiation Protection 88. European Commission, Office for Official Publications of the European Commission. Radiation Protection Series.
EPA (United States Environmental Protection Agency). 2016. www.epa.gov/radiation. [vizitat 2012 – 2016]
Evans, R.D. 1982. The Atomic Nucleus. [Nucleul atomic, lb. engleză]. Ed. Krieger, New York.
Falkenbach A., Kovacs A.J., Franke A., Jorgens K., Ammer K., 2005. Radon therapy for the treatment of rheumatic diseases, review and meta-analysis of controlled clinical trials [Terapie cu radon pentru boli reumatice, conspect și analiză pentru cazuri clinice controlate, lb. engleză]. Rheumatology International 25 (3), 205–210.
Feru A. 2012. Ghidul apelor minerale naturale. București: Apemin.
Fesenko S. V., Soukhova N.V., Sanzharova N.L., Avila R., Spiridonov S.I., Klein D., Lucot E., Badot P.-M. 2001. Identification of processes governing long-term accumulation of 137Cs by forest trees following the Chernobyl accident [Identificarea proceselor de acumulare pe termen lung a cesiului – 137 în arborii din păduri în urma accidentului de la Cernobâl, lb. engleză]. Radiat. Environ. Biophys. 40:105-113.
Fesenko S.V., Sukhova N.V., Spiridonov S.I., Sanzharova N.I., Avila R., Klein D., Badot P.M. 2003. Distribution of 137Cs in the Tree Layer of Forest Ecosystems in the Zone of the Accident at the Chernobyl Nuclear Power Plant [Distribuția cesiului – 137 în ecosistemul forestier la nivelul coronamentului în zona accidentului nuclear de la Cernobâl, lb. engleză]. Russ J Ecol. 34(2):104–109.
Fielitz W. și Seghedi I. 2005. Late Miocene–Quaternary volcanism, tectonics and drainage system evolution in the East Carpathians [Vulcanism în Miocen- Cuaternar, evoluția sistemului tectonic și de drenaj în Carpații Orientali, lb. engleză], Romania în Tectonophysics (410).
Fridvaldszky J. 1767. Mineralogia Magni Principatus Transilvaniae seu Metallia, Semi- Metallia, Sulphura, Salia, Lapides et Aquae conscripta. [Mineralogia Principatului Transilvania privind metalele, semi-metalele, sarea, piatra și apa, lb. latină] Cluj- Napoca.
Gabor (Timar) A. și Cosma C. 2014. Radioactivitatea mediului, îndrumător pentru seminar și laborator. UBB, Cluj – Napoca.
Goor F. și Thiry Y. 2004. Processes, dynamics and modelling of radiocaesium cycling in a chronosequence of Chernobylcontaminated Scots pine (Pinus sylvestris L.) plantations [Procese, dinamică și modele privind circuitul radiocesiului în plantații de pin contaminate în urma accidentului de la Cernobâl, lb. engleză]. Sci. Total Environ 325:163-180.
Guvernul României (G.R.) 2004. Hot. 1.154, privind aprobarea normelor tehnice unitare pentru realizarea documentațiilor complexe de atestare a funcționării stațiunilor balneare, climatice și balneoclimatice și de organizare a întregii activități de utilizare a factorilor naturali. Publicată în: Monitorul Oficial Nr. 752 din 18 august.
Gyila S. 2006. A mofetták kérdésköre – interdiszciplináris vetületekben [Tematica mofetelor din perspectivă interdisciplinară, lb. maghiară]. Apele minerale din Bazinul Carpatin III, Conferință Științifică Internațională, Miercurea- Ciuc.
Harangi Sz. 2011. Vulkánok [Vulcanii, lb. maghiară]. Budapest: Geolitera.
Harley J.H. 1992. Measurement of 222Rn: A brief history [Scurt istoric: Măsurarea radonului-222, lb. engleză]. Radiation Protection Dosimetry,45 (1-4), p.13–18.
Harrison J.D. și Marsh J.W., 2012. Effective dose from inhaled radon and its progeny [Doza efectivă în urma radonului inhalat și a produșilor săi de dezintegrare, lb. engleză]. ICRP Publication.
Hening K. 2015. Utilizarea detectorilor de urme în studiul radonului: expunere rezidențială și instituțională. Teză de doctorat. UBB, Cluj – Napoca.
Hermann A. 1911. Bálványosfürdő jövője. [Viitorul Stațiunii Bálványos, lb. maghiară] Cluj- Napoca.
Iacob O. și Botezatu E. 2000. Exposures from Natural Radiation background in Romania [Expunerea la radiația naturală de fond în România, lb. engleză]. Bulg. J. Physics, 98-103.
ICRP (International Commission on Radiation Protection) 1994. Publication 65: Protection against radon-222 at home and the work [Publicația 65: Protecție împotriva radonului – 222 în locuințe și la locurile de muncă, lb. engleză]. Oxford: Pergamon Press.
Incze R., Papp B., Burghele B.D., Cosma C. și Gyila S. 2016. Follow – up measurements to estimate the exposure to patients in the mofettes from Covasna county (Romania). [Măsurători pentru estimarea dozelor efective primite de pacienți în mofetele din jud. Covasna (România), lb. engleză] Romanian Journal of Physics, articol acceptat.
International Atomic Energy Agency (IAEA). 2016. www.iaea.org [vizitat 2016]
Jakab K. (Ed.). 1974. Hargita megye természetes gyógytényezői [Factorii naturali terapeutici din jud. Harghita, lb. maghiară]. M. Ciuc: Dir. Sanitară.
Jakab K. 1977. Date actuale privind proprietățile fizico – chimice ale băilor de gaze sulfuroase carbogazoase. Teză de doctorat. IMF, Tg. Mureș.
Jánosi Cs., Péter É. și Jánosi K. 2005. Székelyföldi fürdők [Băi din Ținutul Secuiesc, lb. maghiară] în Múzeumi Évkönyv. Miercurea- Ciuc.
Jánosi Cs., Berszán J., Péter É. 2013. Székelyföld fürdői. [Băile Ținutului Secuiesc, în lb. maghiară]. Miercurea- Ciuc: CS.T.T.E.
Jöckel, H. 2002. Radon als Kurmittel [Radonul, ca mijloc de tratament, lb. germană], în 3. Biophysikal, Arbeitstagung Schlema 2001, pp.22, 23.
Jordan H. 1964. Grundriß der Balneologie und Balneobioklimatologie [Conspectul balneologiei și al balneoclimatologiei, lb. germană]. Leipzig.
Kant K., Chauhan R.P., Sharma G.S., Chakarvarti S.K., 2003. Hormesis in humans exposed to low-level ionizing radiation [Fenomenul hormesis în corpul uman expus la radiații ionizante la nivel scăzut, lb. engleză]. International Journal of Low Radiation 1, 76–87.
Kávási N., Kovács T., Somlai J., Jobbágy V., Nagy K., Deák E., Berhés I., Bender T., Ishikawa T. și Tokonami S. 2011. Comparison of urinary excretion of radon from the human body before and after radon bath therapy. [Comparația radonului din excreția urinară înainte și după tratamentul cu radon, lb. engleză]. Radiation Protection Dosimetry, pp. 1–4.
Kikeli P., Benedek G., Szőke E., Cseh B., Tatár M., Horváth E. 1979. Efectele cardiovasculare ale mofetei de la Covasna la bolnavii cu infarct miocardic în postconcalescență. Ses. Anuală C. de Cerc. Med., Tg. Mureș.
Kilic, O. 2012. Biomonitoring of Cs -137, K-40, Th – 232 and U – 238 using oak bark in Belgrade Forest [Biomonitorizare de Cs -137, K-40, Th – 232 și U – 238 din scoarță de gorun din Pădurea Belgrad, lb. engleză]. Istanbul: Turk. Nucl. Technol. Radiat. Protection 27/2, 137-143.
Kirchhoff, G., Bunsen, R. 1861. Chemische Analyse durch Spectralbeobachtungen. [Analize chimice cu ajutorul experimentelor spectrale, lb. germană]. Annalen der Physik und Chemie. 189 (7): 337–381.
Kisgyörgy Z. 1976. Kovászna megye ásványvizei. [Apele minerale din județul Covasna, lb. maghiară] în Aluta, Sf. Gheorghe.
Kisgyörgy Z. 1985. Munții Bodoc- Baraolt. București: Hărți turistice montane.
Kisgyörgy Z. 2013. Háromszéki borvizeskönyv [Ape minerale în județul Covasna, lb. maghiară]. Sf. Gheorghe: Ed. Háromszék Vármegye
Kisgyörgy Z. și Dukrét L. 2001. Baróti- Hegység, Bodoki- Havasok. [Munții Bodoc- Baraolt, lb. maghiară]. Csíkszereda: Editura Pallas- Akadémia.
Kisgyörgy Z., Kristóf Á. și Rozner H. 1982. Băile Bálványos. București: Editura Sport-Turism.
Kónya Á. și Kovács S. 1970. Bálványos- fürdő és környéke [Stațiunea Bálványos și împrejurimile, lb. maghiară]. Sf. Gheorghe.
Kreuzer M., Walsh L., Schnelzer M., Tschense A. și Grosche B. 2008. Radon and risk of extrapulmonary cancers: results of the German uranium miners’ cohort study , 1960-2003 [Radon și riscul de cancer pulmonar: rezultatele studiului asupra minerilor din minele de uraniu din Germania din perioada 1960 – 2003, lb. engleză]. Br J Cancer 99(11):1946-53.
Kuroda, K., Kagawa A. și Tonosaki M. 2013. Radiocesium concentartions in the bark sapwood and heartwood of the three tree species collected at Fukushima forests half year after the Fukushima Daiichi nuclear accident [Concentrația de radiocesiu în scoarță la trei specii de arbori în pădurile Fukusima după accidentul nuclear de la Fukusima Daiichi, lb. engleză]. J. Environ. Radioact. 122, 37-42.
Lázár I., Tóth E., Marx G., Cziegler G., Köteles G.J., 2003. Effects of residential radon on cancer incidence [Efectul radonului rezidențial asupra apariției de cancer, lb. engleză]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 258, 519–524.
Mócsy I. and Néda T. (ed.) 2005. Radon a Kárpát- medencében. [Radon în Bazinul Carpatin, lb. maghiară]. Cluj- Napoca.
Munteanu C. și Cinteza D. 2011. Cercetarea științifică a factorilor naturali terapeutici. București: Ed. Balneară.
Mureșan Gh. 1974. Curs de balneologie. Cluj- Napoca: I.M.F.
Nagy K. 2008. Radontartalmú gyógyvízzel és gyógybarlanggal végzett klinikai és experimentális vizsgálatok [Examinare clinică și experimentală cu ape și peșteri terapeutice cu conținut de radon, lb. maghiară]. Teză de doctorat. Szeged, Ungaria.
Néda T., Szakács A., Cosma C. și Mócsy I. 2008a. Radon concentration measurements in mofettes from Harghita and Covasna Counties, Romania [Măsurători de concentrație de radon în mofetele din județele Harghita și Covasna, Romania, lb. engleză] în Journal of Environmental Radioactivity 99.
Néda T., Szakács A., Mócsy I. și Cosma C. 2008b. Radon concentration levels in dry CO2 emanations from Harghita Băi, Romania, used for curative purposes [Concentrație de radon în mofetele din Harghita Băi, Romania, folosite cu scop terapeutic, lb. engleză] în Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, Vol. 277, No.3.
Nusinovici S., Vacquier B., Leuraud K., Metz-Flamant C., Caër-Lorho S., Acker A. et al. Mortality from circulatory system diseases and lowlevel radon exposure in the French cohort study of uranium miners, 1946-1999. [Mortalitate din cauza bolilor vasculare și expunere la radon în mine de uraniu, Franța, 1946-1999, lb. engleză]. Scand. J.Work Environ. Health 2010; 36(5):373-83.
Papp B., Szakács A., Néda T., Papp Sz., Cosma C. 2010. Soil radon and thoron studies near the mofettes at Harghita Bai (Romania) and their relation to the field location of fault zones. [Studii despre radon și toron din sol în zona mofetelor din Băile Harghita, și relația acestora cu locațiile faliilor tectonice, lb. engleză]. Geofluids, 10 (4), pp. 586-593.
Papp B. 2011. Radonul și fluxul radonului în sol. Aplicații în știința mediului, în geologie și geofizică. Teză de doctorat, Cluj- Napoca: Universitatea Babeș- Bolyai.
Péter E. și Makfalvi Z. 2011. Száraz gázömlések és az ásványvizeket kisérő gázok a Kelemen- Görgény – Hargita vulkáni vonulat övezetében [Gaze din mofete și ape minerale din Munții Călimani- Ghiurghiului- Harghita, lb. maghiară] în Bányászat, vol. 81: Miskolc.
Pfanz, H. 2007. Mofette plants: Can vegetation help in predicting earthquakes or volcanic eruptions? [Plante din zona mofetelor. Poate contribui vegetația la predicția cutremurelor și erupțiilor vulcanice?, lb. engleză]. Lima: 2nd Alexander von Humboldt International Conference.
Pfanz, H. 2008. Mofetten – Kalter Atem schlafender Vulkane. [Mofete – Expirația rece a vulcanilor adormiți, lb. germană]. Societatea Vulcanologică Germană.
Popa, I., 2004, Fundamente metodologice și aplicații de dendrocronologie. Câmpulung Moldovenesc: Ed. Tehnică Silvică.
Pratzel H.G. și Deetjen P. (Editori). 1997. Radon in der Kurortmedizin [Radonul în terapia medicală, lb. germană]. Ed. ISMH.
Pricăjan A., 1985. Substanțele minerale terapeutice din România. București: Ed. Științifică și Enciclopedică.
Radosys 2016. www.radosys.com. [Vizitat 2013-2016].
Raschi A., F. Miglietta, R. Tognetti și P.R. van Gardingen. 1997. Plant responses to elevated CO2 . Evidence from natural springs [Răspunsul plantelor la valorile ridicate de CO2, lb. engleză]. Cambridge: Cambridge University Press.
Ronneau C., Sombre L., Myttenaere C., Andre P., Vanhouche M., Cara J. 1991. Radiocaesium and potassium behaviour in forest trees [Comportamentul radiocesiului și potasiului în arbori din pădure, lb. engleză]. J. Environ. Radioact. 14:259-268.
Rulik P., Pilatova H., Suchara I., Sucharova J. 2014. Long – term behaviour of 137Cs in spruce bark in coniferous forests in Czech Republic [Comportamentul cesiului – 137 în scoarță de brad în păduri de conifere din Republica Cehă, lb. engleză]. Environ. Pollut. 184, 511-514.
Russell, D., Schulz, H., Hohberg K. and Pfanz, H. 2011. Occurrence of collembolan fauna in mofette fields (natural carbondioxide springs) of the Czech Republic [Apariția faunei de Collembola în zona mofetelor (izvoare naturale de bioxid de carbon) în Republica Cehă, lb. engleză]. Soil Organisms Vol. 83.
Seghedi I., Matenco L., Downes H., Mason P.R.D., Szakacs A., Pecskay D. 2010. Tectonic significance of changes in post-subduction Pliocene- Quaternary magmatism in the south east part of the Carpathian-[Semnificația tectonică a schimbărilor post- subducționale al magmatismului Pliocene- Cuaternar cu privire la partea sud-estică a Carpaților, lb. engleză] în Tectonophysics 502(2).
Selvi, F. 1994. Agrostis canina L. subsp. monteluccii Selvi, subsp. nov. (Poaceae). Journal of Plant Taxonomy and Geography, Volume 49.
Shcheglov A.I., Tsvetnova O.B. și Kasatskii A.A. 2011. Some Indices of Biological Cycle of 137Cs and 39K in Forest Ecosystems of Bryansk Woodland in the Remote Period after Chernobyl Fallouts [Anumiți indici privind ciclul biologic al elementelor Cs – 137 și K – 39 în ecosisteme forestiere în zona Bryansk în perioada post – Cernobâl, lb. engleză]. Moscow Univ Soil Sci Bull. 66(3):123–128.
Sibanc N., Alex J. Dumbrell A.J., Ines Mandić-Mulec I., Maček I. 2014. Impacts of naturally elevated soil CO2 concentrations on communities of soil archaea and bacteria [Impactul concentrației ridicate de CO2 în mod natural asupra comunităților de bacterii din sol, lb. engleză]. Soil Biology and Biochemistry.
Somlai J. 2004. Atomerőművek környezeti hatásai [Efectele atomreactorilor asupra mediului, lb. maghiară]. Budapesta: Magyar Atomfórum Egyesület.
Soukhova N., Fesenko S.V., Klein D., Spiridonov S.I., Sazharova N.I., Badot P.-M. 2003. 137Cs distribution among annual rings of different tree species contaminated after the Chernobyl accident [Distribuția de Cs – 137 în inele anuale ale diferitelor specii de arbori după accidentul de la Cernobâl, lb. engleză]. J. Environ. Radioact. 65:19-28.
Suchara I., Rulik P., Hulka J., Pilátová H. 2011. Retrospective determination of 137Cs specific activity distribution in spruce bark and bark aggregated transfer factor in forests on the scale of the Czech Republic ten years after the Chernobyl accident [Determinarea retrospectivă a cesiului – 137 în scoarță de brad și a factorului de transfer în păduri pe scala Republicii Cehă, 10 ani după accidentul de la Cernobâl, lb. engleză]. Sci. Total Environ. 409:1927–1934.
Szabó Á. 1957. Ásványvizek és gázömlések a Magyar Autonóm Tartományban. [Ape minerale și mofete în Reg. Aut. Maghiară, lb. maghiară]. Cluj- Napoca: Editura Academică.
Szabó Á. 1978. Ape și gaze radioactive în R.S. România. Cluj- Napoca: Editura Dacia.
Szabó Á. 2005. Radioaktív ásványvizek és mofettagázok [Ape minerale și mofete radioactive, lb. maghiară]. Cluj- Napoca: Ed. Studium.
Szabó Á., Bogdan D. și Kisgyörgy Z. 1978. Contribuții privind studiul radioactivității apelor minerale și mofetelor de la Covasna, Băile Bálványos și Malnaș Băi, jud. Covasna. Cluj- Napoca: I.T.I.M.
Szabó Á. și Bogdan D. 1979. Studiu privind compoziția radioizotopică a apelor minerale și a gazelor mofetice din județul Covasna. Cluj- Napoca: Institutul de Tehnologie Izotopică și Moleculară.
Szabó E. și Szabó S. Zs. 1981. Újabb fiziko- kémiai vizsgálatok a Büdös barlangban [Analize fizico- chimice noi în Peștera Puturoasă din Turia, lb. maghiară] în Aluta, Sf. Gheorghe.
Szabó E. 1992. Kovászna megye legfontosabb szén- dioxid, illetve kénhidrogén tartalmú „gőzlőinek” természetes radioaktivitása. [Radioactivitatea naturală a emanațiilor de gaze cu bioxid de carbon și hidrogen sulfurat din jud. Covasna, lb. maghiară] Izotóptechnika, diagnosztika. 35. Pp 53-56.
Szabó E. (ed.) 1998. Kovászna, a természet ajándéka [Covasna, darul naturii, lb. maghiară]. Tg. Mureș: Ed. Szabó- Selényi.
Szakács S., Néda T., Urák I., Farkas Gy., Zsigmond A., Mócsy I., Vincze – Jancsi Z., Darabos A., Gyapai Sz. și Rigó F. 2006. Erdélyi mofetták környezettudományi szempontú geológiai, kémiai, fizikai és biológiai tanulmányozása [Cercetare caracteristicilor geologice, chimice, fizice și biologice ale mofetelor din Transilvania din perspectiva științei mediului, lb. maghiară]. Cluj – Napoca: Univ. Sapientia, Catedra de Șt. Mediului.
Toader, M. și Vasilache, R.A. 1995. Estimate of the internal doses due to Cs-137 și Sr – 90 in the population of Bucharest, in the first five years after the Chernobyl accident. [Estimarea dozei interne din cauza Cs – 137 și Sr – 90 în cadrul populației umane din București în primii cinci ani după accidentul de la Cernobâl, lb. engleză]. Rom. J. Biophysics, 5, 135.
Tóth E. 2003. Radon és szén- dioxid: mátraderecskei tapasztalatok [Radon și bioxid de carbon: experiențe din Mátraderecske, lb. maghiară]. Magyar Tudományos, Üzemi és Szaklapok Újságíróinak Egyesülete, aplicație de teren.
UNSCEAR 1998. Sources and Effects of Ionizing Radiation [Sursele și efectele radiațiilor ionizante, lb. engleză].
UNSCEAR 2000. Sources and Effects of Ionizing Radiation [Sursele și efectele radiațiilor ionizante, lb. engleză], Report to the General Assembly of the United Nations with Scientific Annexes, sales publication, New York.
Vallasek I. 2011. A székelyföldi mofetták hasznosítási lehetőségei. [Posibilități de valorificare ale mofetelor din Ținutul Secuiesc, în lb. maghiară]. Conferința Științifică Báthory- Brassai, Balatonlelle.
Varga K. 2011. Felszín alatti vizekből származó radon gáz a természetes és épített környezetben. [Radon în mediu natural și artificial provenit din ape subterane, lb. maghiară] Universitatea Debrecen: Teză de doctorat.
Vaselli O., Minissale A., Tassi F., Magro G., Seghedi I., Ioane D., Szakács A. 2002. A geochemical traverse across the Eastern Carpathians (Romanian): constraints on the origin and evolution of the mineral water and gas discharges [Analiză geochimică privind Carpații Orientali, Romania: aspecte privind originea și dezvoltarea apelor minerale și mofetele, lb. engleză]. Chemical Geology 182.
Vodnik D., Pfanz H., Maĉek I., Kastelec D., Lojen S., Batiĉ F. 2002. Fotosinteza la planta Echinochloa crus-galli (L.) Beauv. în condiții naturale de concentrație ridicată de CO2 [Photosynthesis of cockspur (Echinochloa crus-galli (L.) Beauv.) at sites of naturally elevated CO2 concentration, lb. engleză]. Photosynthetica 40.
Vodnik D., Kastelec D., Pfanz H., Maĉek I., Turk B. 2006. Variații spațiale la scară mică de concentrație de CO2 în sol într-un izvor natural de bioxid de carbon și proprietăți consecvente la nivelul plantelor [Small-scale spatial variation in soil CO2 concentration in a natural carbon dioxide spring and related properties at the plant level, lb. engleză]. Geoderma 133.
Williams, M. Wholers, D., Citra, M., Diamond, G., și S. Swarts. 2004. Toxicological profile for cesium. [Profilul toxicologic al cesiului, lb. engleză]. ATSDR: Atlanta, Georgia.
Zeciu (Dolha), M. 2016. Dozimetrie prin termoluminescență aplicată în monitorizarea radioactivității ambientale. Teză de doctorat, UBB, Facultatea de Știința și Ingineria Mediului, Cluj- Napoca.
Zhiyanski M., Sokolovska M., Bech J., Clouvas A., Penev I. și Badulin V. 2010. Cesium-137 contamination of oak (Quercus petrae Liebl.) from sub-mediterranean zone in South Bulgaria [Contaminarea gorunului (Quercus petrae Liebl.) cu cesiu -137 din zona sub-mediterană în partea de Sud a Bulgariei, lb. engleză]. J. Environ. Radioact. 101:864-868.
ANEXA NR. 1.
ANEXA NR. 2.
ANEXA NR. 3.
ABREVIERI
ANM – Administrația Națională de Meteorologie www.meteoromania.ro.
ANPM – Agenția Națională pentru Protecția Mediului
CNCAN – Comisia Națională pentru Controlul Activității Nucleare
ICRP – International Commission on Radiation Protection, Comisia Internațională de Protecție Radiologică
ICRU – International Commission on Radiation Units and Measurements, Comisia Internațională de Unități și Măsurători de Radiații
ISMH – International Society for Medical Hydrology and Climatology, Societatea Internațională pentru Hidrologie și Climatologie Medicală
UNSCEAR – United Nation Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation, Comisia Științifică a Națiunilor Unite pentru Efectele Radiațiilor Atomice
ANEXA NR. 4.
LINK-URI UTILE
ANEXA NR. 5.
ÎN LOC DE EPILOG
Am început această cercetare în anul 2012. De atunci, mulți m-au întrebat: de ce se face un doctorat? M-am întrebat și eu. Deși este adevărat, reprezintă doar un răspuns banal și parțial, că este necesar pentru următoarea treaptă în cariera mea. Paraxenia științifică denotă o altă abordare, care este considerată ceva serios, și totuși, are multe în comun cu acea curiozitate profundă cu care ne-am întâlnit frecvent în copilărie și care este descrisă cu o empatie deosebită de Antoine de Saint-Exupéry în Micul prinț.
Cercetarea, inclusiv prezentarea rezultatelor sub forma unei teze de doctorat, întruchipează un act de creație cu multe proiecții practice și spirituale. Chiar dacă nu atingem situațiile dramatice ale creației prin jertfă cunoscute din literatură, totuși, este firesc să conștientizăm dimensiunile acestei lucrări și, în consecință, să ținem cont de acele activități familiale, prietenești, sportive, culturale, profesionale etc. care se petrec fără prezența noastră. Creația cu patimă, respectiv aspectele împlinirii oferite de o îndeletnicire intelectuală ne străfulgeră mintea și, pe parcurs, recunoaștem descrierile etologului renumit, Desmond Morris din cartea sa intitulată Natura fericirii.
Totodată, cadrul școlii de doctorat al Universității Babeș – Bolyai, Facultatea de Știința și Ingineria Mediului mi-a oferit șansa de a – mi îmbogăți cunoștințele dintr-o anumită zonă geografică și dintr-un anumit segment al științei. Vizita pe teren nu înseamnă doar amplasare de detectori în mofete sau prelevare de probe de sol, ci înseamnă și calmul foșnetului pădurii, emoțiile urmelor de urs, culorile apusului de Soare, întâlnirile cu oamenii locali… Pe parcursul acestor ani, m-am întâlnit cu oameni deosebiți, și colaborarea cu mulți dintre ei depășește limitele acestor ani de cercetare. Nu mă refer doar la colegii contemporani, ci și la acei savanți cu care „am purtat discuții” virtuale în limitele literaturii de specialitate, trecând peste barierele deceniilor, secolelor.
Cu toate aceste experiențe în spatele meu, în caz că aș avea din nou posibilitatea de a decide, dacă doresc sau nu această școală de doctorat, aș opta din nou în favoarea ei…pentru favoarea mea.
Copyright Notice
© Licențiada.org respectă drepturile de proprietate intelectuală și așteaptă ca toți utilizatorii să facă același lucru. Dacă consideri că un conținut de pe site încalcă drepturile tale de autor, te rugăm să trimiți o notificare DMCA.
Acest articol: 1. INTRODUCERE …………………………………………………………………………………………………. 4 1.1. Scopul și… [306152] (ID: 306152)
Dacă considerați că acest conținut vă încalcă drepturile de autor, vă rugăm să depuneți o cerere pe pagina noastră Copyright Takedown.