Aspecte de mediu și sănătate umană, [627269]
UNIVERSITATEA BABEȘ -BOLYAI,
CLUJ -NAPOCA
FACULTATEA DE ȘTIINȚA ȘI
INGINERIA MEDIULUI
TEZĂ DE DOCTORAT
Doctorand: [anonimizat]ÉKA
Cluj –Napoca, 2016
UNIVERSITATEA BABEȘ -BOLYAI, CLUJ -NAPOCA
FACULTATEA DE ȘTIINȚA ȘI INGINERIA MEDIULUI
Aspecte de mediu și sănătate umană,
din perspectiva radioactivității naturale
și artificiale în județul Covasna
Conducători:
PROF. DR. DUMITRU RISTOIU
Doctorand: [anonimizat]ÉKA
2016
PRO F. DR. COSM A CONS TANTIN
Mulțumiri
Adresez mulțumiri , în primul rând, conducătorului inițial al acestei teze, Prof. Univ. Dr.
Constantin Cosma din cadrul Universității Babeș -Bolyai, Facultatea de Știința și Ingineria
Mediului, al cărui de ces neprevăzut și năprasnic provocând lipsuri iremediabile . În același
timp, adresez mulțumiri speciale și conducătorului științific al acestei teze, Prof. Univ. Dr.
Dumitru Ristoiu , din cadrul acele iași instituții , pentru coordonarea și îndrumările pe car e mi
le-a oferit cu cea mai mare perseverență și colegialitate. Totodată, îmi exprim considerația față
de membrii din comisia de îndrumare, respectiv Prof. Dr. Eugen Gurzău, D -na Lect. Dr. Alida
Gabor și D -l Lect. Dr. Begy Robert – Csaba. Le sunt recunoscă toare și colegilor mei, în special
Dr. Bety – Denisa Burghele, Dr. Szacsvai Kinga și Dr. Papp Botond, pentru prietenia și
susținerea acordate.
De asemenea, adresez mulțumiri, D -nei Dr. med. Tatár Márta și D -lui Gyila Sándor, din
cadrul Spitalulu i de recuperare cardiovasculară Dr. Benedek Géza Covasna pentru sprijinul
acordat în mod dezinteresat și cu cel mai mare profesionalism. Totodată, mulțumesc domnilor
Prof. Dr. Brassai Zoltán, Kisgyörgy Zoltán și Jánosi Csaba, pentru sprijinul și colegiali tatea
acordate de – a lungul perioadei de doctorat. Mulțumiri speciale D -nei Cristina Pescaru, fosta
mea profesoară de limba și literatura română în cadrul Liceului Teoretic Székely Mikó din Sf.
Gheorghe , care mi-a mai acordat ore suplimentare de gramatică și de filozofie cu ocazia acestei
teze de doctorat.
În continuare, îmi exprim considerația mea pentru Asociația Vinca Minor și echipa de la
Bálványos resort pentru susținerea acordată în cadrul deplasărilor pe teren, respectiv al
activităților în zona Cio mad – Bálványos. Adresez mulțumiri și Asociației pentru dezvoltarea
turismului în județul Covasna , precum și pentru ADI Aquasic referitor la sprijinul acordat
pentru participare la evenimente de specialitate.
Nu în ultimul rând, doresc să aduc sincere mulț umiri familiei mele și prietenilor mei pentru
încurajarea și sprijinul moral acordat, și pentru contribuția la crearea condițiilor necesare
efectuării cercetărilor și elaborării tezei. S -a finalizat acest studiu, slavă Domnului!
1
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. Noțiuni de bază, definiții, 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 – 222 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
Emanațiile de gaze, ambianțe specifice …………………………………………………. 2 6
Utilizarea tratamentelor mofetice la nivel global ……………………………………. 30
2.2.3. Mofete din județul Covasna …………………………………………… ……………………….. 31
Informații generale …………………………………………………. …………………………. 31
2
Mofete: proprietăți fizico – chimice semnificative din perspectiva sănătății
umane …………………………………………………………………….. ……………………….. 33
Radonul în mofetele din județele Covasna și Harghita ……………………………. 3 5
2.3. Radioac tivitatea artificială și cesiul 137 ……………………………………………………….. 3 6
2.3.1. Fisiunea nucleară, utilizare pașnică și militară …………………………………………… 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 ………………….. ………………………… ……… 4 4
Cs – 137: indicator de contaminare radioactivă în perioada post – Cernob âl . 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
3
4.2.2. Perioada a doua: șa se 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 ȘI RECOMANDĂRI …………………………………………………… ……………… 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
4
1. INTRODUCERE
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 aspecte le 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 a cestor 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. În continuare, mă voi limita doar la aspectele științifice ale acestei cercetări.
5
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 su nt 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 frec ventate 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 pentr u 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 pe rioada 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 s unt 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 Ro mânia și în alte părți din Europa.
6
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 difer ite 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 concentrațiilo r de Rn – 222, am calculat dozele pentru o perioadă clasică de
tratament. Pentru partea a doua a studiului, care se ocupă de radioactivitatea artificială,
respectiv de Cs – 137, am prelevat 31 de probe de scoarță (molid și gorun), respectiv 21
eșantioane d e 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
În finalul tezei, apar anexele, abrev ierile și bibliografia. În rest, 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 da te 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 important sumarizează principalele concluzii și posibilități de continuare a
acestei cercetări.
7
2. ASPECTE DE RADIOCTIVITATE A MEDIULUI
În acest capitol, voi prezenta aspecte de radioactivitate grupate în trei părți. În prima
parte, voi oferi informații generale incluzând definiții, mărimi și unități, cadru legislativ etc. În
partea a doua a acestui capitol, voi aborda tema radioactivității naturale și, voi pune accentul
pe radonul – 222, respectiv pe tematica mofetelor. În partea a treia, voi trata radioactivitatea
artificială acordând atenție sporită cesiului – 137, radionucl idului cel mai frecvent utilizat în
studiile privind poluarea din perioada post – Cernobâl.
2.1. Noțiuni generale de radioactivitate
În această parte a tezei, am grupat în 5 subcapitole noțiunile generale din domeniul
radioactivității. Așadar, voi trata se parat ideile introductive și perioada inițială. Noțiunile de
bază, definițiile principale și clasificările populare 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 infor mațiilor
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 fel ul 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 aparatelor tehn ice. 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 omenir ii 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 c ontra unor insecte dăunătoare. În industria alimentară unele produse
(ex. condimente, carne, fructe) sunt dezinfectate cu radiații. Este aplicată și în detectarea
8
falsificărilor în domeniul operelor de artă. Utilizarea radioactivității în industria energet ică 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 c u gaze mofetice. În cadrul acestui studiu, voi detalia dintre
utilizările radioactivității cea 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, radioactivitatea (de fapt studierea ei) a început doar la
sfârșitul secolului al XI X-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 Sklodows ka- 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 (Szabó 1978). 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 fizi că (Szabó 2005). Prin
denumirea de particulă aici se înțelege atât corpuscule cu masă de repaus diferită de zero, cât
9
și fotonii radiațiilor electromagnetice (care sunt considerate cu masă de repaus zero). Radiațiile
nucleare însoțesc în general dezintegră rile 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.
Y XA
ZA
Z4
24
2
2.
Rn He Ra222
864
2226
88
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 ș i 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 – 10
12 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 c are 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 d upă 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 Z 92, 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 spontan ă (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
10
își împarte energia cu particula emisă, astfe l încât suma celor două energii reprezintă energia
dezintegrării . Dezintegrarea se poate exprima astfel (Cosma și Jurcuț 1996, Szabó 2005):
CE
n epen pep n~
Y XeY XeY X
A
ZA
ZA
ZA
ZA
ZA
Z
111
Cr MneSi PeS P
54
2454
2530
1430
1532
1432
15
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 st ânga 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. Radioactivita tea -
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 recu l 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 energi e 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. Ele se propagă cu viteza luminii, se reflectă și se refractă,
se difrac tă și se 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
11
nucleul nou rezultat într -o stare excitată. Același fenomen îl întâlnim și în cazul r eacțiilor
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 nu clee 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 su bstanțele 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 (Cosma 1996):
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 perioa dei scurte de
dezintegrare a lor. În afara celor patru serii amintite, se mai regăsesc și alte elemente radioactive
în natură (Szabó 1978): 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.
12
Conform unei statistici la nivel gl obal, 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 radon ului
(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 % (Papp 2011). Izotopul 219Rn di n 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 Rn – 222, sunt elemente extrem de importante din
perspectiva interferenței radioact ivității 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
activit ate (Cosma și Jurcuț 1996). 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 (Papp 2011).
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.
Concen trația medie de Rn – 222 în apropierea solului este: 2,6 Bq m-3. La câțiva metri
înălțime de sol, acumularea de Rn – 220 coincide cu acumularea de Rn – 222.
13
În general, concentrația de Rn – 222 și Rn – 220 scade cu înălțimea față de sol și
valoarea aceast a 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 ș i la poli
Mărimile și unitățile dozimetrice caracterizează efectele radiațiilor asupra substanței în
general, și asupra materiei vii în special (Cosma și Jurcuț 1996). 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 elec trică 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 energi a 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 vi u, s-a introdus doza biologică (sau echivalentul dozei). Doza
biologică este o mărime fizico -fiziologică dată de relația:
B D
unde este efectivitatea biologică relativă, definită ca raportul dintre energia absorbită de țesut
la iradier ea 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 ec hivalent 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.
14
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 = C Rn · K · F · t
ERn este doza efectivă atribuită radonului, și se măsoară în Sievert (Sv). C Rn 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 co ndițiile geologice și meteorologice, pot fi identificate regiuni geografice
cu aglomerări importante de materiale radioactive, de exemplu Ramsar (Iran), Kerala (India),
unele locuri din Brazilia, Erzgebirge (Germania), Bohemia partea de Nord (Republica Ceh ă),
(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 (Papp 2011, 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 prote cției 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 r eferă 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 am detaliat 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 na turală cât și
cea artificială, este monitorizată și evaluată de mai multe entități. Comitetul Științific al
Națiunilor Unite privind Efectele Radiațiilor Atomice (UNSCEAR), înființat în 1955, are
15
contribuții importante. În plus, Agenția Internațională pent ru Energie Atomică (AIEA) a
elaborat o serie de documente privind protecția mediului și securitatea nucleară. ICRU
(Internațională de Unități și Măsurători de Radiații) determină majoritatea reglementarilor cu
privire la radiațiile ionizante din toate țări le. ICRP (Comisia Internațională de Protecție
Radiologică) însumează rezultatele celor mai importante descoperiri științifice din domeniul
radiațiilor nucleare, publicând periodic jurnale cu recomandări.
Punerea în aplicare a acestor recomandări și algorit mul tehnic de remediere, se realizează
la modul concret în colaborare internațională sub îndrumarea IAEA care, a implementat
regulamentul de securitate apărut în anul 1995 (International Basic Safety Standards for
Protection against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation Sources, pe scurt IBSS),
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 m uncă și expunerea la radonul în locuințe. Comisia a recomandat o
concentrație de radon din locuințe de 200 Bq/m3 și 1000 Bq/m3 în instituții, în locuri de muncă.
Doza efectivă anuală evaluată din aceste valori, presupunând un factor de ocupanță de
7000 res pectiv 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 mun că (Hening 2015).
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 ace ști ani nu se poate depăși valoarea
de 50 mSv.
Conform IBSS -ului, 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 ult ima 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 se ns, Ordinul Ministerului Sănătății, OMS nr. 381., art.12.
interzice producerea, importul și furnizarea anumitor materiale pentru construcția de locuințe
16
sau alte clădiri. Scopul este să nu se depășească radonul în spații interioare 200 Bq/m3 la
clădirile c are urmează să fie construite începând cu anul 2005, și de 400 Bq/m3 la cele
construite înainte de 2005 (Hening 2015). 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 factor ul 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 uti le.
2.2. Radioactivitate na turală: prezența radonului – 222 în mofete
Acest subcapitol se caracterizează prin următoarele cuvinte și termene cheie:
radioactivitate naturală, radon și mofetă. Voi prezenta aceste noțiuni inventariind cele mai
importante surse din literatura de special itate. Voi acorda atenție sporită pentru platformele
comune dintre radon – mofetă, radon – sănătate și mofetă – județul Covasna.
2.2.1. Radonul și sănătatea umană
Elementul radon
Radonul (Rn – 222) 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 al 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 (Papp
2011). Radonul, în condiții normale, este un gaz fără culoare și are o densitate de 9,73 kg/m3
17
(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 (Cse gzi
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. Carbonul, SiO 2, Al 2O3 absorb radonul.
Denumirea Simbol
chimic Izotopul
părinte Capul
seriei Abundența
naturală a
capului seriei
(%) Timp de
înjumătățire
Radon Rn-222 Ra-226 U-238 99,27 3,82 zile
Toron Rn-220 Ra-224 Th-232 100 55,6 s
Actinon Rn-219 Ra-223 U-235 0,73 4 s
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 (Rn – 222) cu un timp de înjumătățire de 3,82 zile
face p arte din seria uraniului (238U; T1/2 =4,47×109 ani) și se creează prin dezintegrarea alfa
a 226Ra (T 1/2 = 1600 ani).
Toronul (Rn – 220) 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 apa rține 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 po ate 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.
18
Figura nr. 1. Schemele de dezintegrare pentru Rn – 220 și Rn – 222 (Cseg zi 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. Rn – 222 și Rn – 220 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 Rn – 220 a solului este mai mare decât cea de Rn – 222 căci
constanta de dezintegrare pentru Rn – 220 (45,78 h− 1 ) este mult mai mare decât cea a Rn – 222
(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 informațiil e privind acest element radioactiv .
19
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 H esse 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 sec olului 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 boli i 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 r egiuni 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 v orba 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 ultime le secole și, în special 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 î n 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
20
Hidrologie și Climatologie Medicală) se ocupă de cercetar ea 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 negl ijat 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 țesut urile 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)
21
Teller Ede, fizicianul renumit, 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 200 4, 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% d atorită 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 diferit e, 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 p ărțile superioare ale sistemului
respirator, iar cei fixați pe aerosoli se depun în regiunea plămânilor. Experiența măsurătorilor
arată că înainte de dezintegrare părăsesc plămânii descendenții Rn – 222 în proporție de 33%,
iar descendenții Rn – 220 în pro porție 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 (respiraț ie prin nas sau prin gură);
viteza și profunzimea respirației;
forma plămânilor;
parametrii sistemului respirator al omului.
22
Așadar, diferite organe ale corpului uman sunt influențate diferit, însă benefic, în urma
tratamentelor cu gaze mofetice care conți n 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 el iminării acidului uric. Cercetările arată și un intens efect diuretic. Totodată,
mofeta este recomandat și în cazul unor boli ginecologice, infertilitate și impotență. Cura
adecvată aduce rezultate bune în diferite probleme cardio – vasculare, de exemplu ar e 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 nervo s 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): b olile 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 ur ma 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 Radiologi că (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 p rezent, au arătat că după fumat, în ordinea
impactului asupra sănătății populației civile (neangajate profesional), radonul este următorul
factor de risc privind cancerul pulmonar.
23
Provocările importante din perspectiva balneoterapiei cu radon înseamnă, pr intre 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 u nor 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 fapt ul 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 ș i 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 ma i 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
24
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 l ângă 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 p utoare 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 ma nifestă prin
emanații de gaze (în principal CO 2) 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 CO 2 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 CO 2 pot
25
fi emanații de gaze uscate (mofetă) sau dizolvate în ape minerale. Așadar, mofetele sunt în
principal emanații de CO 2 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, ghe izer, 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 tratame ntului (Figura nr. 6.).
26
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 .
2. 1.
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 CO 2 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.
27
Animalele sunt incapabile de supraviețuire la concentrații de CO 2 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 cârt ița (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 anima lelor 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 CO 2 era
apropiat de 100 %. Așadar, aceste nevertebrate suportă și condițiile anaerobe în anumite
condiții. Totuși, a reieșit și faptul că bogăția d e 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 fi ind 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 angu stifolium,
Eriophorum vaginatum (Russell et al. 2011). Mai mult, unele plante au fost identificate doar în
arii cu emanații de CO 2, 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 CO 2 uscat. De multe ori nu numai flora este specifică, ci apar modificări în dimensiunile, în
structura, respectiv în performanța p lantelor 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 sa u 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
28
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 s ol (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 contri buie 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,
29
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 vulcan ice 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 Ardec he. 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 a pele
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
30
și în mod independent, împreună cu informațiile adecvate referitoare la efectele benefice, de
ex. (Swieradów Zdrój) și Bad Lan deck (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 separa t, 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 in dependent 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 d e 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 d e 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 mofe tice 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
31
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 consider ă oficial gazul mofetic ca și o substanță naturală
terapeutică. Cea mai frecventată mofetă este cea din Mátraderecske, având 93 – 95 % CO 2 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 dezvo ltată 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. (Prică jan 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”.
32
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)
DENUMIRE A LOCALITĂȚII
ÎN LB. ROMÂNĂDENUMIRE A LOCALITĂȚII
ÎN LB. MAGHIARĂZON A
Vâlcele Előpatak Fliș
Fliș
Fliș
Fliș
Fliș
Fliș
FlișFliș și vulcanicDepresiune intramontană
Depresiune intramontană
Depresiune intramontană
Depresiune intramontanăEsztelnek
Hatolyka
Illyefalva
Kézdivásárhely
Kovászna
Málnásfürdő
Oltszem
Sepsibükszád
Sugásfürdő
Torja
ZalánpatakEstelnic
Hătuica
Ilieni
Târgu Secuiesc
Covasna
Malnaș-Băi
Olteni
Bixad
Șugaș-Băi
Turia
Valea Zălanului
33
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 CO 2 uscat (Papp 2011). Migrația ascendentă a gazelor spre suprafață
este fa vorizată 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 g azelor 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, compoziți a 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 (An tal – Szőke 1979, Boni 1987, Cseh
1980).
34
Gazul principal din mofete este CO 2 care, de obicei , provine din adâncimi mari și arată
conexiuni cu vulcanismul din zonă (Néda et al. 2008a, Szabó 1998). Conținutul de CO 2 ale
emanațiilor de gaze , în general, varia ză 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 a pe minerale prin separare. Î n cazuri excepționale , se folosește CO 2
îmbut eliat.
Bioxidul de carbon ajunge în organism prin piele și prin respirație, se dizolvă în sânge și
așa, ajunge la fiecare celulă. CO 2 are niște efecte bine definite și mult studiate asupra corpului
uman: dilatația vaselor capilare, excitația centrului de r espirație, 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 a ltele, 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
biolog ice 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 impo rtant 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 e fecte 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
35
gaz are efecte terapeutice importante în special din perspectiva bolilor de reumatism (Jakab
1974, Szabó 1998). Totodată, H 2S crește activitatea glandei suprarenale. În plus, hidrogenul
sulfurat are și efecte antispasmodice și influență în procesul de vasodilatare.
Așadar, gazele mofetice pre zintă 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 efec telor, 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
semnificativ e. 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 poat e 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 rec ente 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, g azele 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.
36
Tabelul nr. 3. Radioactivitatea gaz elor 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 pre cis în jurul radiocesiului .
Izotopul de cesiu – 137 apare în urma proceselor de radioactivitate artificială, așadar , voi
aborda separat radioactivitatea din această perspectivă și, mă voi referi la utilizarea pașnică și
militară a acestui fenomen.
Voi trata într -un subcapitol separat accid entele și activitățile nucleare care, au avut efecte
semnificative asupra mediului și/ sau asupra populației umane.
Spre final voi descrie caract eristicile elementului Cs – 137 care, îngăduie a cestui element
să fie cel mai bun indicator de contaminare post Cernobâl.
LOCALI TATEA DENUMIRE A MOFETEIACTIVI TATEA BQ/ L
VAL. MINIMĂ VAL. MAXIMĂ
Băile Ha rghita Mofeta I. –
–
–
–
–
–
–
-4,66
4,07
8,28
15,11
18,5313,13
10,13
15,17
11,24
1,03
29,785,18
9,58
18,8210,36
13,70
11,47
15,95
56,27Mofeta II.
Mofeta
Mofeta
Mofeta
Mofeta
Bene
BardóczBăile Ha rghita
Băile Șugaș
Băile Tușnad
Borsec
Ciucsângeo rgiu
Covasna
Covasna
Covasna
Cătălina
Malnaș BăiHătuicaSpital
Herculeș
Fortyogó
Peșterea Puturoasă
Valea IaduluiTârgu Secuiesc
Turia
Turia
37
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 utili zare în
domeniul militar. Bineî țeles, s -a utilizat și în scopuri p așnice 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 radiațiil or implică de multe ori expunerea persoanelo r
bolnave la doze semnificative care, pot ajunge la câțiva mili sieverți (mSv) în diagnosticare și
până la câțiva sieverți (Sv) în terapie (ANPM 2014). Unele radionuclizi, precum cesiu – 137,
iridiu – 192, sunt fo losiți 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 pr oducția de electricitate
ajunge până la 85%. În România, aportul este semnificativ: peste 10% din energia produsă este
asigurat ă de CNE Cernavodă. În Uniunea Europeană , aproape o treime din energia electrică ,
provine din centre nucleare. Energia nucleară c ontribuie și la reducerea emisiilor de CO 2,
aspect important din perspectiva schimbării climatice. Totodată, această tehnologie reduce
dependența societății de combustibili fosili (cărbune, gaze naturale, țiței).
Utilizarea ele mentelor radioactive necesită tratarea specială a l combustibilului nuclear
uzat și a i 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 a l mediului. Cele două grupuri mari de contaminare radioactivă reprezintă testările
de armament nuclear în atmosferă, respectiv accidentele nucleare, în special catastrofa din
Cernobâl.
38
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 difer ite radionuclizi în stratosferă care, au
fost transportați ulterior în jurul Pământului, și s -au omogenizat pe întregul volum atmosferic.
Intrarea ac estor radionuclizi în troposferă a condus la depunerea lor pe suprafețe întinse.
Principal ii 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 u n 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 anil or 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 nucl eară 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 uman e (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 W indscale – 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 UR SS, 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,
39
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), dezmemb rarea 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
Rom âniei (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 a pă. 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 atmo sferă 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 Finland a. 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
40
primele zile după accident, I – 131 a avut cea mai mare c ontribuție 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 nivelu l 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 Sever in.
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 a l 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
41
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 valor i 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 de osebită 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 dezvolt at un sistem dozimetric
propriu care, asigură inf ormații actuale și , după caz, anunță populația despre evenimente
radioactive.
42
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 dato rată
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 Ora vița-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.
43
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.
Principal ii 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 alim ente 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 cesiu l 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 atinge rea 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.
Chimiști i germani , Robert Bunsen și Gustav Kirchhoff au descoperit cesiul în anul 1860
cu ajutorul liniei sale spectroscopice, ANEXA NR. 2. pr ezintă 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 sărur i. În urma unei serii de proceduri chimice,
în final, au obținut 9,2 grame de clorură de rubidiu și 7,3 gr ame 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.
44
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 corespu nde
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 n atură, se găsește în puține minerale și în mici cantități
(Butterman et al. 2005): beril, avogadrit , londonit , rodizit etc.
Polucitul (Cs 2Al2Si4O12) este cel mai important minere u 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 uti lizat 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 elect ronică, 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.
45
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 a rtificială (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 d escris, 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 nă molului. 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.
46
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 200 2).
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 re lativ 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)
47
Tabelul nr. 4. Cesiu – 137 în Transilvania (Begy 2009)
48
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 la pte și produse lactate a
prezentat valori foarte diferite (între 10 și 500 Bq/kg sau Bq/l), și a scăzut cu aproape un ordin
49
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 (m ai ales cele din zona montană).
An/Aliment 1986 1987 1988 -1991 2003
Apă potabilă – 0,05 0,002 -0,009 0,002 -0,012
Lapte 10-200 27,92 1,02-5,13 0,01-0,137
Derivate lapte 10-500 61,98 5,07-16,61 –
Carne 50-300 47,50 1,31-39,25 0,014 -10,18
Derivate carne 10-727 23,19 1,50-19,15 –
Produse din cereale 50-100 42,16 1,01-12,15 0,251
Legume / fructe 7-411 46,43 1,89-23,39 0,037 -0,265
Meniu – 23,69 1,50-4,49 –
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 contam inării 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 f ost 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).
50
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 consideren te 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. Absor bția 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 t otdeauna 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 exf olia
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 l a 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 ritidomul ui 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 rezultatel e 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 r adiocesiului în ritidom este proporțională
cu cantitatea inițială (Cosma et al. 2016, Suchara et al. 2011).
51
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, voi prezenta particularitățile mofetelor in vestigate din județul
Covasna. În continuare, voi prezenta câteva aspecte teoretice privind măsurarea radonului. În
final, voi detalia desfășurarea proceselor de colectare și prelucrare a datelor.
În subcapitolul al doilea, intitulat Cesiu – 137 în scoarțe de copaci și probe de sol, voi
prezenta locația studiului de caz, accentuând acele aspecte al terenului investigat care, sunt
importante din perspectiva metodologiei. În plus, voi detalia într – un subcapitol structura
macroscopică a scoarței, respectiv a numite aspecte de anatomie și fiziologie care, sunt esențiale
din perspectiva capacității de acumulare de radiocesiu. În continuare, voi descrie desfășurarea
de prelevare a probelor. În final, voi detalia 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 s eparat mai sus.
Aici, voi prezenta doar mofetele în care am efectuat măsurători de radon în cadrul acestei
cercetări. La unele mofete măsurătorile au fost repetate.
52
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 în tre 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 e t 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 am intită 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 ș i 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 persp ectiva 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(SO 4)2·12H 2O).
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 scop uri 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 perioad a 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
53
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 % CO 2, 3,64 % N 2, 0,01 % O 2, 0,56% H 2S. Aceste au fost p recizate
ulterior (Szabó 1998). Szabó Endre a stabilit: 92,46 % CO 2, 4,40 % N 2, 2,60 % O 2, 0,037 %
H2S și CH 4 0,44%, iar gaze nobile 0,063 %. Diferența cea mai mare se arată la H 2S, 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 mofeti ce, însă Peștera Puturoasă
este cea mai mare și cea mai frecventată.
Figura nr. 14. Peștera Puturoasă (Poză: Mihálcz Sz.)
54
Mofete în orașul Covasna
Începuturile utilizării emanațiilor de gaze în scopuri terapeutice în orașul Covasna se
pierd în ceața isto riei 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 cardiovascul ara 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 spitalul ui, 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 priv ința 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)
55
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 recupe rare 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 H ătuica 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 bo gată 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 197 0. 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
56
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 apro pierea
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
57
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
conc entrației. 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 s e 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 utiliza te 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 înregistra rea concentrațiilor măsurate.
58
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 scin tilație, 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 c antității 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 as pecte 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 %.
59
3.1.3. Detectori de tip RSKS (RadoSys)
Pentru măsurarea radonului din mofete am folosit 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 numă r 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.
60
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 SARA D 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
Figuranr.19.
SistemulRadoSys2000folositpentru
mǎsurareaconcentrațiilorderadon,
LaboratoruldeRadioactivitatea
MediuluișiDatareNuclearǎ,UBB,
Cluj-Napoca
(Poză:BurgheleB.D.)
61
concentrațiilor de radon, Laboratorul de Radi oactivitatea Mediului și Datare Nucleară,
Universitatea Babeș – Bolyai (Cluj -Napoca) a obținut erori sub 5%, ceea ce în practica
măsurătorilor de radon rep rezintă un rezultat foarte bun.
3.1.4. Prelevarea și prelucrarea datelor
În această cercetare am opt at pentru 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 măsura rea concentrației de radon în spații interioare.
Am selectat 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 Tab elului 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 am folosit, 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, am folosit
detec tori, 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 calităț ii.
62
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.)
A.
NR.
1.Mofeta
SpitaluluiCovasna – –
–
–
–
–
–
–
–
–
-14.12.2012.-20.01.2013.17.09.2013.-05.11.2013.
16.09.2013.-04.11.2013.
16.09.2013.-04.11.2013.21.12.2014.-21.01.2015.
21.12.2014.-21.01.2015.
21.12.2014.-21.01.2015.17.09.2013.-05.11.2013.
17.09.2013.-05.11.2013.
02.10.2013.-05.11.2013.
14.12.2012.-20.01.2013
14.12.2012.-24.01.2013.Covasna
Covasna
Covasna
Covasna
Covasna
Hătuica
Sf. Gheo rgheMofeta
Bardócz
Mofeta
Bene
Mofeta
Hephaistos
Mofeta
Dacia
Mofeta
Bradul
Mofeta
Hătuica
Mofeta
Șugaș-Băi2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.B.
DENUMIRE AB.
LOCALI TATEAD.
PERIOAD A
DE EXPUNERE
I.E.
PERIOAD A
DE EXPUNERE
II.E.
PERIOAD A
DE EXPUNERE
III.
1. 2. 3. 4.
63
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, utilizâ nd formula de mai jos (Cosma
et al. 2009, Cosma et al. 2013, Cucoș et al. 2012):
CRn – concentrația de radon calculată [Bq m-3 ]
Fc – factorul de calibrare
p – densitatea de urme măsurată [urme mm-2 ]
t-timpul de expunere [zile]
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 am calculat doza
efectivă pentru un tratament general, utilizând formula următoare (Cucoș et al. 2014, Harrison
și Marsh 2012):
ED = C Rn K F t CRn – concentrația de radon Bq·m–3
K – factor de conversie [nSv (Bqhm-3)-1],
ICRP – 9 și UNSCEAR 12
F – factorul de echilibru 0.4
t – timpul petrecut în mofetă h
64
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 Bi xad 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 (ROSCI02 48). 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 forest ieră. 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. Altit udinea 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 încad rează în
regiunea biogeografică alpină și continentală. Specificul zonei sunt fenomenele postvulcanice,
precum mofete și ape minerale.
65
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 î n 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 interesant ă.
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 du re, 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 seve i 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
varia ză 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 cel ule 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. Zon a 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 țesutu ri moale, rarefiate și lipsite de rezistență.
66
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 l iberului. 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 d e 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 Cso mad – 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. 2 003),
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 colec tate 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.
67
Figura n r. 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 am stabilit, cu ajutorul GPS -ului, coordonatele geografice. În locațiile 1, 2, 7, 8, cele din
afara ariei protejate, probele de sol am tratat în mod simplu.
În locațiile 3 -6, însă, am 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
infor mațiile 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.
68
Figura nr. 22. Probe de scoarțe de copaci din zona Ciomad – Bálványos
Figura nr. 23. Probe de sol din zona Ciomad – Bálványos
LIMI TA SITU LUIPROBE DE SOL
69
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 radio nuclizilor 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 e talonarea 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, Faculta tea 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 IAE A (Cosma et al. 2015).
70
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” sun t 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, re spectiv 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, am
prelevat date din 4 mofete confor m Tabelului nr. 7 . După cum se vede în coloana A., avem
date din următoarele locații: mofeta de la Șugaș – Băi, mofeta Bardócz din orașul Covasn a,
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, am obținut 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, am calculat media pe cele trei
nivele, cum se poate observa în coloanele C și D.
71
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 prezent a 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, ia r 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.
A.
MOFE TA/
LOCALI TATE
Mofeta de la Sugaș-Băi 4110 cm 1709
1917
32050 cm
120 cm
5022 10 cm
4937 50 cm
706 120 cm
3093 10 cm
3231 50 cm
3792 120 cm
1696 10 cm
938 50 cm
1153 120 cm4337
37Mofeta Bardócz, Covasna
Mofeta de la Hătuica
Peșterea Puturoasă
Turia/Băile BálványosB.
EXPUNERE
(ZILE)C.
ÎNĂLȚIME
(CM)D.
ACTIVI TATE
MEDIE
Rn – 222 (Bq.M-3)
72
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 ianuari e 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 Ma ramureș, 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)
73
Figura nr. 25. Cantitatea lunară de precipitații, decembrie 2012. (ANM 2016)
Figura nr. 26. Temperatura medie lunară, ianuarie 2013. (ANM 2016)
74
Figura nr. 27. Cantitatea lunară de precipitații, ianuarie 2013. (ANM 2016)
Pe baza activităților de radon, măsurate în prima perioadă de colectare, am calculat
dozele efective primite de pacienți în cele 4 mofetele studiate în prima perioadă (Tabelul nr.
8.). Pentru estimarea dozelor efective am utilizat ecuația următoare, care descrie doza în urma
inhalării de radon (Cucoș et a l. 2014, Incze et al. 2016):
ERn = C Rn · K · F · t
ERn – doza efectivă atribuită radonului (mSv)
CRn – concentrația medie de radon (Bq·m–3)
F – factor de echilibru (0.4)
K – factorul de conversie [ICRP 9 și UNSCEAR 12 nSv (Bq h m-3) -1 ]
t – timpul petrecut în locația studiată (h)
75
A. Mofeta /
Localitate
Activitate
Rn-222 (Bq/m3)
C. Doză efectivă,
mSv
K=9
D. Doză efectivă,
mSv
K=12
Mofeta ,
Șugaș – Băi 1119 0.020 0.027
Mofeta Bardócz,
Covasna 2822 0.051 0.068
Mofeta
de la Hătuica 3512 0.063 0.084
Peștera Puturoasă ,
Turia/Băile
Bálványos 1046 0.019 0.025
Tabelul nr.8. Doze efective în patru mofete din jud. Covasna în perioada
decembrie 2012 – ianuarie 2013
Doza efectivă calculată, E Rn 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, am utilizat valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F). Timpul petrecut în
mofetă l – am 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 am dat atât valoarea 9, cât și cea de 12,
rezultatele corespunzătoare fiind prezentate în coloana C, respectiv D, Ta belul 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, am
prelevat date din 6 mofete din orașul Covasna , conform Tabel ului 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, am obținut 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
76
C și D, am calculat valorile medii de activitate de Rn – 222 pentru cele trei nivele studiate din
fiecare mofetă abordată. Menționez că în mofeta Hot elului 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, am calculat
dozele efective primite de pacienți în cele 6 mofete din orașul Covasna (Tabelul nr. 10.). Pentru
estimarea dozelor efective , am 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
detalia tă mai sus. Menționez doar că doza efectivă calculată, E Rn 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.
A.
MOFE TA/
LOCALI TATE
Mofeta Bardócz 5010 cm 4778
6488
913250 cm
100 cm
7868 10 cm
12013 50 cm
9658 100 cm
1706 10 cm
1406 50 cm
1221 100 cm
284 10 cm
5860 50 cm
10554
5216
3371
1984-100 cm
10 cm
50 cm
100 cm50
35 10-
–
–
-50
5050
50Mofeta Bene
Mofeta Spitalului
Mofeta de la Hotelul
Hephaistos
Mofeta de la Hotelul
Dacia
Mofeta de la Hotelul
BradulB.
EXPUNERE
(ZILE)C.
ÎNĂLȚIME
(CM)D.
ACTIVI TATE
MEDIE
Rn – 222 (Bq.M-3)
77
În ca zul Hotelului Dacia, pentru valoarea activității de radon, am utilizat valoarea
obținută de la detectorul rămas la 100 cm. În fiecare calcul, am utilizat și aici valoarea de 0.4
pentru factorul de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă l – am 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 am dat
atât valoarea 9, cât și cea de 12, rezultatele corespunzătoare fiind prezentate în coloana C,
respectiv D, Tabelul 10.
A. Mofeta /
Localitate B. Activitate
Rn-222 (Bq/m3) C. Doză efectivă,
mSv
K=9 D. Doză efectivă,
mSv
K=12
Mofeta BARDÓCZ
7810 0.141 0.187
Mofeta BENE
10836 0.195 0.260
Mofeta Spitalului
1313 0.024 0.032
Mofeta de la Hotelul
Hephaistos 8207 0.148 0.197
Mofeta de la Hotelul
Dacia 3371 0.061 0.081
Mofeta de la Hotelul
Bradul 831 0.015 0.020
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, am
prelevat date din 4 mofete din județul Covasna , confor m 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, am obținut 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., am calculat valorile medii de activitate de Rn – 222 pentru cele trei nivele
studiate din fiecare mofetă abordată.
78
Tabelul nr. 11. Distribuția activității de radon pe nivele în patru mof ete 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 ș i 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 Co vasna, 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.
A.
MOFE TA/
LOCALI TATE
Mofeta de la Sugaș-Băi32
–
3210 cm 2707
2382
15750 cm
120 cm
7601 10 cm
7599 50 cm
6737 120 cm
6187 10 cm
6334 50 cm
5721 120 cm
4136 10 cm
5104 50 cm
2173 120 cm4337
37Mofeta Bene, Covasna
Mofeta de la Hătuica
Peșterea Puturoasă
Turia/Băile BálványosB.
EXPUNERE
(ZILE)C.
ÎNĂLȚIME
(CM)E.
ACTIVI TATE
MEDIE
Rn – 222 (Bq.M-3)D.
ACTIVI TATE
Rn – 222 (Bq.M-3)
2707
–
2577
2187
168
146
7718
7483
7686
7511
6833
6640
6159
6214
6263
6404
5672
5770
4938
3333
4766
5441
2095
2251
79
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. Tem peratura medie lunară, decembrie 2014. (ANM 2016)
Figura nr. 29. Cantitatea lunară de precipitații, decembrie 2014. (ANM 2016)
80
Figura nr. 30. Temperatura medie lunară, ianuarie 2015. (ANM 2016)
Figura nr. 31. Cantitatea lunară de precipitații, ianuarie 2015. (ANM 2016)
81
Pe baza activităților de radon, măsurate în a treia perioadă de colectare, am calculat
dozele efective primite de pacienți în cele 4 mofete din jud. Covasna (Tabelul nr. 12.). Pentru
estimarea dozelor efective am utilizat în cont inuare 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, E Rn este exprimată în mSv și este prezentat ă
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.
Am utilizat și aici valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F). Timpul petrecut în
mofetă l – am 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 am dat valoarea 9,
respectiv de 12, iar rezultatele corespunzătoare sunt prezentate în coloanele C ș i D în Tabelul
nr. 12.
A. Mofeta /
Localitate
B. Activitate
Rn-222 (Bq/m3) C. Doză efectivă,
mSv
K=9 D. Doză efectivă,
mSv
K=12
Mofeta de la Șugaș –
Băi 1269.5 0.023 0.030
Mofeta Bene /
Covasna 7167.5 0.129 0.172
Mofeta de la Hătuica
6027.25 0.108 0.145
Peștera Puturoasă ,
Băile Bálványos 3638.25 0.065 0.087
Tabelul nr. 12. Doze efective în patru mofete din jud. Covasna,
în perioada decembrie 2014 – ianuarie 2015
82
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 d irect deasupra
eman ației 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.
Figura nr. 32. Variația ac tivității
de radon în funcție de înălțime /
adâncime în mofeta Bardócz
(adaptat după Csige 2008)
Axa OX: adâncime (cm)
Axa OY: activitate Rn – 222 (Bq/ m3)
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, am
găsit 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 probelo r: detectorii mei au fost expuși toamna -iarna, pe când Csige I.
83
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 l a 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 am 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 al e acestu ia.
Explicații asemănătoare, pentru situații similare , se regăsesc în literatura actuală, ex.
Csige 2008 sau Néda et al. 2008a. În perioada a doua de preleva re a datelor, în orașul Covasna,
am abordat și mofeta S pitalului de recuperare Cardiovasculară Dr. Benedek Géza. Este una
dintre cele mai studiate emanații de gaze și este monitorizat permanent de fizicianul Gyila
Sándor.
Am obținut 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 cer cetările 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.
84
Prelevarea
probelor Activitate radon – 222
(Bq /m3)
29.06.1977. 3270
10.04.1988. 2320
23.10.1989. 3080
Tabelul nr. 13. Activitate de Rn –
222 la sfârșitul secolului al XX – lea
în mofeta Spitalului de recupera re
Cardiovasculară
Dr. Benedek Géza, Covasna
(Szabó E. ,1992)
85
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 c ele două sezoane (Tabelul nr. 14.).
A.Mofeta B.Înălțime
(cm) Activitate medie de Rn
– 222
(Bq.m-3) E.
Raport
C.
Iarna
2014 -2015 D.
Iarna
2012 -2013 C/D
Mofeta de la Șugaș – Băi 120 157 320 0,49
50 2382 1917 1,24
10-20 2707 1709 1,58
Mofeta de la Hătuica 120 5721 3792 1,51
50 6334 3231 1,96
10-20 6187 3093 2,00
Peștera Puturoasă ,
Turia/Băile Bálványos 120 2173 1153 1,88
50 5104 938 5,44
10-20 4136 1696 2,44
Tabelul nr. 14. Diferența de activitatea de Rn -222 între două sezoane
86
După c um se poate observa în Tabelul nr. 14. , vedem că, în condiții similare, în iarna
2014 -2015 am măsurat 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 st abil 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 valor i 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 dint re 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 geroas ă, 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 p erioada standard, respectiv 1961 -1990) au fost ușor pozitive, prezentau valori
cuprinse între 0,1 șC și 1șC, iar acel eași 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 cuprins ă 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 a u rezultat valori mai scăzute de activitate de radon, în timp ce
iarna mai puțin rece, a determinat concentraț ii mai ridicate de radon în mofete.
Doze efective din perspectiva sănătății umane
Pe baza activităților de radon , măsurate în cele trei perioade de colectare, am calculat
dozele ef ective posibile pentru pacienți, în cele 9 mofete din jud. Covasna (Tabelul nr. 15.).
Pentru estimarea dozelor efective am 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
87
efectivă calculată, E Rn 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. Am utilizat și aici valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă l – am 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 am dat valoarea 9, respectiv de 12, iar rezultatele corespunză toare sunt prezentate în
coloanele B – G în Tabelul nr. 15.
A.Mofeta Doze efective (mSv)
Perioada I.
dec.2012 –
ian.2013 Perioada II.
sept. –
noi.2013 Perioada III.
dec.2014 –
ian.2015
B.
K=9 C.
K=12 D.
K=9 E.
K=12 F.
K=9 G.
K=12
Mofeta BARDÓCZ 0.051 0.068 0.141 0.187 – –
Mofeta BENE – – 0.195 0.260 0.129 0.172
Mofeta Spitalului – – 0.024 0.032 – –
Mofeta Hotelului
Hephaistos – – 0.148 0.197 – –
Mofeta Hotelului Dacia – – 0.061 0.081 – –
Mofeta Hotelului Bradul – – 0.015 0.020 – –
Mofeta Hătuica 0.063 0.084 – – 0.108 0.145
Peștera Puturoasă 0.019 0.025 – – 0.065 0.087
Mofeta Șugaș – Băi 0.020 0.027 – – 0.023 0.030
Tabelul nr. 15. Doze efective în nouă mofete din jud. Covasna, în trei perioade
88
După c um 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 si ngură excepție (mofeta
Bene în perioada a doua), valorile dozei efective, calculate în acest s tudiu 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., I ncze 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 luat ă în considerare și cea
primită din mofete. În plus, necesită atenție spo rită 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, am selectat valoril e maxime
pentru câteva mofete din județele Covasna și Harghita ( Tabelul nr. 16.). Pentru aceste valori
selectate (coloana C), am calculat dozele efective posibile pentru pacienți (coloana D).
Pentru estimarea dozelor efective, am utilizat în continuare e cuația, care descrie doza în
urma inhalării de radon, respectiv ERn = CRn · K · F · t (Cucoș et al. 2014, Incze et al. 2016).
Am folosit și aici valoarea de 0.4 pentru factorul de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă l – am estimat, și aici, la 5 ore. Pentru factorul de conversie
am dat valoarea de K = 12.
89
A. Denumirea
mofetei B. Localitatea C. Activitate Rn,
Bq/m3
(valoare maximă) D. Doză efectivă
mSv
Mofeta I. Băile Harghita 13130 0.32
Mofeta II. Băile Harghita 10130 0.24
Mofeta Băile Șugaș 10360 0.25
Mofeta Băile Tușnad 15170 0.36
Mofeta Borsec 5180 0.12
Mofeta Gatal Ciucsângeorgiu 9580 0.23
Bene Covasna 13700 0.33
Bardócz Covasna 11240 0.27
Spitalului Covasna 1706 0.04
Hătuica Cătălina 29780 0.71
Herculeș Malnaș Băi 11470 0.28
Fortyogó Târgu Secuiesc 15950 0.38
P. Puturoasă Turia 56270 1.35
Valea Iadului Turia 18820 0.45
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. Noi am
măsurat valori în intervalul 938 și 5104 Bq/ m3 în Peșt era 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 efect ivă recalculată pent ru Peștera Puturoasă pentru
valoare de 26000 Bq/ m3 este 0,62 mSv. Această valoa re de 0,62 mSv este apropiată de cea
rezultată pen tru 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 luat ă neapărat în considerare
și cea primită din mofete. În plus, este valabil în mod acce ntuat, că personalul care petrece mult
90
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 s tudiate 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 con centrație i de radon să fie jos și, treptat, să descrească
această valoare.
Pentru mofetele care au fost construite direct d easupra 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
91
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 priv ind 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:
tλ
0eN N(t) . 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 minim ă 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 am obținut – o la proba nr. 1., respectiv 61,64 Bq / kg, ceea ce corespunde
unei d epuneri de 27262,94 Bq / mp din 1986. Valori similare găsim și în literatura de
specia litate (Tabelul nr. 4. ).
A.
Cod
prob
a B.
Altitudine
(m) C.
Activitate
actuală
(Bq / kg) D.
Activitate
1986
(Bq / kg) E. Depunere
actuală (Bq / mp) F. Depunere,
1986 (Bq/mp)
1 752.00 61.64 123.28 13631.47 27262.94
2 756.00 49.97 99.94 11050.69 22101.38
7 643.00 24.85 49.70 5495.49 10990.98
8 625.00 35.18 70.36 7779.93 15559.87
Tabelul nr. 17. Activitate Cs – 137 lângă aria protejată Ciomad – Bálványos măsurată
din probe de sol
92
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 am obținut – o 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 litera tura 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 rid icată 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, comparati v 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 e uropean, 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 Danemarc a, Belgia și Ungaria, însă, valorile sunt mult mai reduse (De Cort et al.
1998).
A.
Cod
prob
a B.
Activitate
actuală
(Bq / kg) C.
Activitate
1986
(Bq / kg) D. Depunere
actuală (Bq / mp) E. Depunere, 1986
(Bq/mp) F. Altitudine (m)
3.1 104.23 208.46
7832.58 15665.16 871.00 3.2 45.72 91.44
3.3 15.33 30.66
3.4 8.19 16.38
4.1 124.62 249.24
9744.38 19488.75 766.00 4.2 71.31 142.62
4.3 17.48 34.96
4.4 3.54 7.08
5.1 110.73 221.46
8354.48 16708.95 755.00 5.2 54.06 108.12
5.3 14.08 28.16
5.4 6.84 13.68
6.1 162.11 324.22
11344.97 22689.94 733.00 6.2 73.43 146.86
6.3 16.56 33.12
6.4 5.25 10.50
Tabelul nr. 18. Activitate Cs – 137 în incinta ariei protejate Ciomad – Bálványos
măsurată din probe de sol
93
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. S e 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)
94
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 am colectat 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 dint re
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, gener ează 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.). Așa dar, 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. 20 16)
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 scoarț ei (Figura nr. 37.).
a. b. c. d.
95
Capacitatea de acumulare de Cs – 137 variază astfel (Cosma et al. 2016): stejar, gorun > plop
tremurător > molid >cireș
Cod Activitate Cs – 137 (Bq/kg) Specia
1 56,60 gorun
2 66,30 gorun
5 85,35 gorun
7 31,98 gorun
23 56,28 gorun
24 24,00 gorun
25 90,89 gorun
27 34,73 gorun
29 20,73 gorun
30 19,44 gorun
31 21,24 gorun
8 29,17 gorun
18 28,37 gorun
26 22,02 gorun
6 57,56 gorun
3 71,4 gorun
28 5,8 molid
4 17,12 molid
9 8,83 molid
10 3,84 molid
11 5,86 molid
12 4,09 molid
13 5,72 molid
14 29,58 molid
15 5,74 molid
17 19,45 molid
19 3,56 molid
20 15,76 molid
21 – molid
22 14,06 molid
16 8,89 molid
Tabelul nr. 19. Activitate de Cs – 137 în probe de scoarță de gorun și molid în aria
protejată Ciomad – Bálványos
96
Am analizat corelația dintre înălțimea geografică și a ctivitatea 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 ju dețele 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 speciil or 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. D eci, pentru Quercus sp., în Suceava s -a
măsurat 58,3 Bq / kg, în Caraș – Severin 73,6 3 Bq / kg pe când în Bistriț a 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
97
confirmă că activitatea cesiului -137 din scoarță este influențat ă semnificativ de specia
arborelui, respectiv de textura scoarței.
Este important ă cunoașterea variației de acumulare de Cs – 137 în straturile scoarței. Pe d e o
parte, primim o explicație privind mecanismul acumulării, pe de altă parte ajungem la metode
adecvate la prelevare a probelor. În urma analizei unu i material de 40 mm grosime (Cosma et
al. 2016), s -a demonstrat că acumularea cesiului s -a produs, în prim ul rând, în urma absorbției
directe după accidentul nuclear din 1986. Activitatea maximă a fost în primul start, adică în
exterior, res pectiv 1,6 Bq / kg (Figura nr. 39. ). Sub 12 mm adâncime nu s -a mai schimbat
semnificativ concentrația de Cs – 137. Concluz ii 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. ).
98
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 ad âncimile 0 -5 cm, iar cele minime la 15 -20 cm (Fig ura 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.
Ecosisteme le forestiere sunt complexe, arată particularități față de celelalte ecosisteme
terestre și acvatice din perspectiva radionuclizilor. Pe termen lung, rezervorul principal este
solul, contribuind as tfel 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 coro nament , elementele contaminante
au ajuns în celelalte părți ale arborilor prin proprietățile anatomice și activități le fiziologice ale
plantelor și, bineînțeles, și pe sol cu ocazia căderii frunzelor (Shcheglov et al. 2011, Fesenko
et al. 2003).
99
Figura n r. 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, reprez intă 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, Dan emarca 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)
100
5. CONCLUZII ȘI RECOMANDĂRI
Radonul și mofetele
Mofetele și apele minerale primesc o atenție sporită în ultimii ani , atât în cadr ul
balneoterapiei cât și în ramura de s pa 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 d iferite perspective, inclusiv a radioactivită ții, 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 fo rmate direct deasupra emanației (ex.
Peștera Puturoasă , Hătuica) apare o valoare maximă la o anumită înă lțime de podea (în cazul
acestui studiu la 50 cm), deoarece radonul pătrunde nu numai din străfund, ci și din părțile
laterale. Valorile maxime ale conc entrației 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
valoar ea 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 luat ă în considerare și
cantitatea primită în mofete. Pers onalul (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 am măsurat valori semnificativ mai ridica te decât
în 2012 -2013 în aceeași perioadă a anului. D iferența dintre cele două sezoane, am explicat -o
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.
101
Acest studiu ar merita complet at cu măsurarea concentrației de radon în celelalte mofete
din jud. Covasna și Harghita, în total sunt aprox. 80 , din care am abordat doar 9 în limitele
acestei cercetări. Măsurătorile ar fi bine să fie lărgite în așa fel încât să cuprindă și alte
caracter istici 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 car acteristicilor 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 re comandările studiilor efectuate
ar ajunge nu numai la specialiști, ci și la publicul larg (mai ales la utilizatori).
Un av antaj deosebit al utilizării mofetelor în scopuri balneolog ice, comparativ cu
medicamentele regulate, este că nu are efecte secundare semnificative. Un potențial promițător
zace în exploatarea mofete lor atât din perspectiva balne oterapiei, cât și cea a pachetelor de
sport, turism, fitness și spa.
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 d e 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 c ontextul 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/m 2, valorile obținute în zona Ciomad –
Bálványos sunt moderate , având valoarea maximă de depunere (1986) 27262,94 Bq / mp.
Rezultatele din cercetarea actuală, în context e uropean, 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 s unt prezente
aproape de suprafață, respectiv la adâncimile de 0-5 cm, descrescând treptat, iar valorile
102
minime sunt la 15 -20 cm . Aceste rezultate sunt în concordanță cu teoria după care majoritatea
radionuclizilor s -au așezat în stratul superficial al solu lui 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 influențat ă
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 ș i 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 a ctivitatea 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 susți n 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 important ă cunoașterea variației
de acum ulare de C s – 137 în straturile scoarței, deoarece primim o explicație privind
mecanismul ac umulării 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 pr ezent 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 radioactivitat e. 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,
103
respectiv recomandările forurilor internaționale ne asigură puncte de reper în cultura de
radioprotecție .
În România, din recoma ndările de radioprotecție lipsesc aspecte le referitoare la
modalitatea măsurării concentra țiilor 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.
104
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 [Corelați i
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 f requency 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 Rese arch 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
105
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
denevéráldozat ai (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. eng leză]. 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 Radi ation, 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 c ardiovasculare 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 i nferioare. Romanian Journal of Angiology and Vascular Surgery
22.
106
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., Schimm ack 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. Geologic al 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 radionuclid es 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.
107
Constantinescu B., Galeriu D., Ivanov E.A., Pasco vici 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.
108
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 antrop ic, 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 privi nd 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 mofet te 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, Toma sek 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. 19 95;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 Repor t
16733. EC office for official publications, Luxembourg.
109
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., Cos ma 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 Com mission). 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 Commiss ion 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 culturi i 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 natu ral 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 Environmen tal 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
110
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. G hidul 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 followi ng 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., San zharova 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,
evolu ția 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. [Minera logia
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 a ccidentului de la Cernobâl, lb. engleză].
Sci. Total Environ 325:163 -180.
111
Guvernul României (G.R.) 2004. Hot. 1.154, privind aprobarea normelor tehnice unitare pentru
realizarea documentațiilor complexe de atestare a funcționării stațiunilor
balneare, clim atice 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 persp ectivă 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 produș ilor 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.
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. engle ză] 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.
112
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, l b.
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., Chakarvart i 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. M ed., 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.
Tech nol. Radiat. Protection 27/2, 137 -143.
Kirchhoff, G. , Bunsen, R. 1861. Chemische Analyse dur ch Spectralbeobachtungen. [Analize
chimice cu ajutorul experimentelor spectrale, lb. germană]. Annalen der Physik
und Chemie . 189 (7): 337 –381.
113
Kisgyörgy Z. 1976. Ková szna 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, l b.
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
extrapulmona ry 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 t rei 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.
114
Nagy K. 2008. Radontartalmú gyógyvízzel és gyógybarlanggal végzett klinikai és
experimentál is 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 Harg hita 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 l evels 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 fl uxul 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 vulká ni vonulat övezetében [Gaze din mofete și ape minerale
din Munții Călimani – Ghiurghiului – Harghita, lb. maghiară] în Bányászat, vol.
81: Miskolc.
115
Pfanz, H. 2007. Mofette plants: Can vegetation help in predicting earthquakes or volcanic
eruptions? [Plante d in 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 Kurortmediz in [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
CO 2 . Evidence from natural springs [Răspunsul plantelor la valorile ridicate de
CO 2, 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 behavio ur 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. 20 11. 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
116
the south east part of the Carpathian -[Semnificația tectonică a schimbărilor
post- subducțional e 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 Mandi ć-Mulec I., Maček I. 2014. Impacts of naturally
elevated soil CO 2 concentrations on communities of soil archaea and bacteria
[Impactul concentrației ridicate de CO 2 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.
117
Szabó Á. 197 8. 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. Contribu ții 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 mofetic e 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, S f.
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. magh iară] 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 perspecti va 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 Cher nobyl 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.
118
Tóth E. 2003. Radon és szén – dioxid: mátraderecske i 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 radiați ilor
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.
Valla sek 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
geoc hemical 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 CO 2 [Photosynthesis of cockspur (Ec hinochloa crus -galli (L.) Beauv.) at sites
of naturally elevated CO 2 concentration, lb. engleză]. Photosynthetica 40.
Vodnik D., Kastelec D., Pfanz H., Maĉek I., Turk B. 2006. Variații spațiale la scară mică de
concentrație de CO 2 în sol într -un izvor natu ral de bioxid de carbon și proprietăți
consecvente la nivelul plantelor [Small -scale spatial variation in soil CO 2
concentration in a natural carbon dioxide spring and related properties at the
plant level, lb. engleză]. Geoderma 133.
119
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
radioactivități i 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 zo ne 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.
120
ANEXA NR. 1.
DESCOPERIREA CESIULUI
Prima pagină din publicația lui R. Bunsen și G. Kirchhoff privind de scoperirea cesiului .
121
ANEXA NR. 2.
DESCOPERIREA RADONULUI
F. Ernst Dorn, chimistul german a descoperit radonul și l -a numit emanație
122
ANEXA NR. 3.
ABREVIERI
ANM – Administrația Națională de Meteorologie www.meteoromania.ro.
ANPM – Agenția Națională pentru Protecția Mediului
CNCAN – Comisia Națion ală 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 M ăsurători 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 Științif ică a Națiunilor Unite pentru Efectele Radiațiilor Atomice
123
ANEXA NR. 4.
LINK -URI UTILE
Site Observații
www.euradon.de Asociația Europeană de Radon și Spa
www.meteoromania.ro Administrația Națională de Meteorologie
www.anpm.ro Agenția Națională pt. Protecția Mediului
www.csomad -balvanyos.ro Asociația Vinca Minor
www.iaea.org International Atomic Energy Agency
www.ecoterra -online.ro ECOTERRA J. of Env. Research and Protection
www.ubm.ro/sites/CJEES/ Carpathian J. of Earth and Env. Sciences
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: Aspecte de mediu și sănătate umană, [627269] (ID: 627269)
Dacă considerați că acest conținut vă încalcă drepturile de autor, vă rugăm să depuneți o cerere pe pagina noastră Copyright Takedown.