Aspecte de mediu și sănătate umană, [617836]

UNIVERSITATEA BABEȘ -BOLYAI,
CLUJ -NAPOCA
FACULTATEA DE ȘTIINȚA ȘI
INGINERIA MEDIULUI

TEZĂ DE DOCTORAT

Doctorand: [anonimizat]ÉKA

Cluj –Napoca, 2017

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

2017
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 deces n eprevăzut și năprasnic a provocat lipsuri multiple . În același timp,
adresez mulțumiri speciale și conducătorului științific al acestei teze, Prof. Univ. Dr. Dumitru
Ristoiu , din cadrul aceleiași instituții, pentru coordonarea și îndrumările pe care mi le -a oferit
cu cea mai mare persevere nță și colegialitate. Totodată, îmi exprim considerația față de
membrii din comisia de îndrumare, respectiv Prof. Dr. Călin Baciu, Prof. Dr. Eugen Gurzău,
D-na Lect. Dr. Alida Timar – Gabor . Le sunt recunoscătoare și colegilor mei, în special D-lui
Lect. D r. Begy Robert – Csaba, Dr. Bety – Denisa Burghele, Dr. Andra – Rada Iurian, Dr.
Papp Botond și Dr. Szacsvai Kinga, pentru prietenia și susținerea acordată .
De asemenea, adresez mulțumiri, D-nei Dr. med. Tatár Márta și D-lui Gyila Sándor , din
cadrul Spitalului de recuperare cardiovasculară Dr. Benedek Géza Covasna pentru sprijinul
acordat în mod dezinteresat și cu cel mai mare profesionalism. Totodată, mulțumesc domnilor
Prof. Dr. B rassai Zoltán, Kisgyörgy Zoltán, Jánosi Csaba și Para Zoltán , pentru spri jinul și
colegialitatea acordată 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 acorda t ore suplimentare de gramatică și de
filozofie cu ocazia acestei teze de doctorat.
Nu în ultimul rând, doresc să aduc sincere mulțumiri familiei mele și prietenilor mei
pentr u încurajarea și sprijinul acordat, și pentru contribuția la crearea condițiilor necesare
efectuării ce rcetărilor și elaborării tezei.

i

CUPRINS

1. INTRODUCERE ………………………………………………………………………. ………………………… V.
1.1. Scopul și obiectivele ………………………………………………………… ………………………… v.
1.2. Considerente metodologice ………………………………………………. ………………………… vi.
1.3. Structura tezei …………………………………………………………………. ………………………… vii.
2. ASPECTE DE RADIOCTIVITATE A MEDIULUI …………………… ………………………… 1
2.1. Noțiuni generale de radioactivitate ……………………………………… ………………………… 1
2.1.1. Idei i ntroductive ……………………………………………………………. ………………………… 1
2.1.2. Începuturi, diferite perspective ……………………………………….. ………………………… 2
2.1.3. Noțiuni de bază, definiții, clasificări ……………………………….. ………………………… 3
2.1.4. Mărimi și unități de radioactivi tate …………………………………. ……………………….. 7
2.1.5. Interacțiunea radiațiilor ionizante cu materia vie ……………………………….. 8
2.1.6 . Cadrul legislativ și cultura de radioprotecție ……………………. ……………………….. 10
2.2. Radioactivitate naturală: prezența radonului în mofete ……… ……………………….. 12
2.2.1. Radonul și sănătatea umană …………………………………………… ……………………….. 12
 Elementul radon ………………………………………………………. ……………………….. 12
 Efectul radonului asupra sănătății umane …………………….. ……………………….. 15

ii

2.2.2. Aspecte generale privind mofetele ………………………………….. …….. ………………… 20
 Definiții și clasificări ………………………………………………… ……………………….. 20
 Emanațiile de gaze, ambianțe specifice ……….. ……………… ……………………….. 23
 Utilizarea tratamentelor mofetice la nivel global ………….. ……………………….. 25
2.2.3. Mofete din județul Covasna …………………………………………… ……………………….. 28
 Informații generale …………………………………………………… ……………………….. 28
 Proprietăți fizico –chimice semnificative din perspectiva sănătății umane …. 29
 Radonul în mofetele din județele Covasna și Harghita ……………………………. 3 1
2.3. Radioactivitatea artificială și cesiul…… ………………………………. ……………………….. 33
2.3.1. Fisiunea nucleară, utilizare pașnică și militară …………………. ……………………….. 33
2.3.2. Accidente și activități nucleare cu impact semnificativ asupra mediului ……….. 34
2.3.3. Rolul de 137Cs în analize retrospective ……………………………. ……………………….. 40
 Elementul cesiu ……………………………………………………….. ……………………….. 40
 Radionuclidul artificial 137Cs……………………………………… ……………………….. 42
 137Cs: indicator de contaminare radioactivă în perioada post – Cernobâl ….. 43
3. METODOLOGIA DE DESFĂȘURARE A CERCETĂRII ……….. ……………………….. 49
3.1. Măsurarea concentrației de radon din mofete și calcularea dozei …………………. 49
3.1.1. Descrierea mofetelor investigate ……………………………………. ……………………….. 50
3.1.2. Metode de măsurare a radonului ……………………………………. ……………………….. 55
3.1.3. Detectori de tip RSKS (RadoSys) ………………………………….. ……………………….. 57
3.1.4. Prelevarea și prelucrarea datelor ……………………………………. ……………………. …. 59

iii
3.2. 137Cs în scoarțe de copaci și probe de sol ……………………………. ……………………….. 62
3.2.1. Descrierea terenului investigat, zona Ciomad – Bálványos ………………………… 62
3.2.2. Structura macroscopică a scoarței, aspecte de anatomie și fiziologie ……………. 63
3.2.3. Prelevarea probelor ……………………………. ………………………… ……………………….. 64
3.2.4. Analize de laborator: spectrometrie gama ……………………….. ……………………….. 68
4. REZULTATE ȘI DISCUȚII …………………………………………………….. ……………………….. 72
4.1. Concentrații de radon favorabile sănătății umane ………………. ……………………….. 72
4.1.1. Prima perioadă: patru mofete frecventate ………………………… ……………………….. 72
4.2.2. Perioada a doua: șase mofete din orașul Covasna …………….. ……………………….. 78
4.2.3. Perioada a treia: reîntoarcere la patru mofete …………………… ……………………….. 80
4.2.4. Interpretarea rezultatelor: concentrați i de radon și doze efective ………………….. 85
 Variația activității de radon în funcție de înălțime ………… ……………………….. 85
 Diferențe între sezoane …………. ………………………………….. ……………………….. 87
 Doze efective din perspectiva sănătății umane ………………. ………………………. 89
 Constatări generale …………………………………………………… ……………………….. 91
4.2. 137Cs, indicator de contaminare radioactivă ……………………….. ……………………….. 94
4.2.1. Probe de sol din zona Ciomad – Bálványos ……………………. ……………………….. 94
4.2.2. Molid și gorun: probe de scoarță ……………………………………. ……………………….. 98
4.2.3. Considerații generale ……………………………………………………. ……………………….. 102
5. CONCLUZII ……………………… ………………………………………….. ………………………. 105
6. BIBLIOGRAFIE …………………………………………………………………….. ………………………. 110

iv

ANEXE

Anexa nr. 1. – Articol publicat în Romanian Journal of Physics (prima pagină)………….. 127
Anexa nr. 2. – Articol publicat în J. of Environmental Radioactivity (prima pagină) …….. 128
Anexa nr. 3. – Abrevieri ………………………………………………………………… ………………………. 129
Anexa nr. 4. – Link – uri utile ………………………………………………………… ………………………. 130
Anexa nr. 5. – Rezumat special (în imagini) ………………………… …… ………… ………………… … 131
Anexa nr. 6 . – În loc d e epilog …………………………………………………………… …………………. .. 134

v

1. INTRODUCERE

1.1. Scopul și obiectivele

Scopul acestei teze este contribuția la aspectele de mediu și sănătate umană din perspectiva
radioactivității artificiale și naturale în județul Covasna. Obiectivele clar formulate și metodele
alese potrivit sunt premisele atingerii acestui scop.
Primul o biectiv major al lucrării îl reprezintă colectarea anumitelor date de radioactivitate
naturală din diferite mofete, calcularea unor concentrații de radon și a dozelor asupra corpului
uman. Majoritatea mofetelor sunt utilizate fără monitorizare permanentă ș i 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 semnif icativi din perspectiva sănătății umane, cum este și
radioactivitatea emanațiilor de gaze. Obiectivele specifice asociate cu această temă pot fi
rezumate astfel:
 selectarea unor emanații de gaze postvulcanice frecventate cu scopuri terapeutice din județul
Covasna și efectuarea de măsurători de radon la diferite nivele în aceste mofete;
 prelucrarea datelor obținute pe teren în condiții de laborator, obținând concentrația de radon –
222, și efectuarea calculelor pentru aflarea dozelor efective;
 compararea rez ultatelor 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.

vi

Al doilea obiectiv major al tezei face referire la problemele radioactivității antropice în
zona ariei protejate Ciomad – Bálványos, și anume, se referă la utilizarea de cesiu – 137 ca și
indicator de poluare radioactivă în perioada post – Cernobâl. În 1986, după a ccidentul 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 137Cs), cei cu timp de
înjumătățire relativ lungă, persistă și astăzi. Ei pot fi detectați și cuantificați, permițând diferite
concluzii relevante din domeniul radioprotecției, referitoare mai ales la ultimii 30 de ani. Din
aceste considerente, următoarele obiective specifice sunt formulate pentru acest studiu:
 prelev are de eșantioane de sol și probe de scoarță de copaci în aria protejată Ciomad – Bálványos ;
 determinarea concentrației de 137Cs prin spectrometrie gama;
 evaluarea rezultatelor în contextul datelor existente în România și în alte părți din Europa.

1.2. C onsiderente 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 mo fete, s – a utilizat metoda integrată a detectorilor
de urme din corp solid CR – 39. Această abordare este una dintre metodele cele mai eficiente
pentru măsurarea concentrației de radon în spații interioare. Această metodă a constat în
măsurători pasive cu detectori de urme CR – 39 (RadoSys) în aerul din interiorul mofetelor
selectate din județul Covasna, pe o perioadă de timp de aproximativ o lună. În studiul de față,
câte 6 detectori de urme CR – 39 s – au expus la diferite înălțimi în mofetele studiate. După
finalizarea expunerii, s – au realizat prelevarea detectorilor și analiza lor în Laboratorul de
Radioactivitatea Mediului și Datare Nucleară din cadrul Universității Babeș – Bolyai din Cluj –
Napoca. Pe baza concentrațiilor de 222Rn, au fost calculate dozele pentru o perioadă clasică de
tratament. Pentru partea a doua a studiului, care se ocupă de radioactivitatea artificială, respectiv

vii
de 137Cs, au fost prelevate 31 de probe de scoarță (molid și gorun), respectiv 21 eșantioane de
sol. Activitatea cesi ului a fost determinată prin metode gama spectrometrice în cadrul
Universității Babeș – Bolyai, Facultatea de Știința și Ingineria Mediului.

1.3. Structura tezei

Teza este structurată în 5 capitole principale:
I. capitolul introductiv, care prezintă scopul și obiectivele acestei cercetări, expune anumite
considerente metodologice și indică structura tezei;
II. următorul capitol prezintă date din literatura de specialitate privind aspecte generale de
radioactivitate, urmată de i nformații privind radioactivitatea naturală și artificială,
respectiv date referitoare la radonul – 222 și cesiul – 137;
III. un capitol descrie desfășurarea cercetării și metodologia utilizată în concordanță cu
obiectivele formulate;
IV. rezultatele sunt prezentat e într – un capitol separat, incluzând și contribuțiile originale ale
tezei;
V. ultimul capitol sumarizează principalele concluzii și posibilități de continuare a acestei
cercetări.

În final, bibliografia este urmată de anexele tezei.

1

2. ASPECTE DE RADIOCTIVITATE A MEDIULUI

În acest capitol, vor fi prezenta te aspecte de radioactivitate grupate în trei părți. În
prima parte, vor fi oferi te informații generale incluzând definiții, mărimi și unități, cadru
legislativ etc. În part ea a doua a acestui capitol, va fi aborda tă tema radioa ctivității naturale și,
accentul va fi pe radonul -222, respectiv pe tematica mofetel or. În partea a treia, va fi tratată
radioactivitatea artificială acordând atenție sporită cesiului -137, radionuclidului c el mai
frecvent utilizat în studiile privind poluarea din perioada post -Cernobâl.

2.1. Noțiuni generale de radioactivitate

În această parte a tezei, noțiunile generale din domeniul radioactivității sunt grupate în
5 subcapitole. Așadar, vor fi tratate separat ideile introductive și perioada inițială. Noțiunile
de bază, definițiile prin cipale și clasificările cunoscute sunt incluse într -un subcapitol.
Mărimile și unitățile de radioactivitate apar în cadrul aceluiași subcapitol. Ultimul subcapitol
se referă la cultura de radiopr otecție 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 lip sei
informațiilor adecvate. Puțini știu, de exemplu, că în fiecare oră se produc milioane de
dezintegrări radioactive chiar în corpul uman. Așadar, a fost doar o glumă parțială când

2
fizicianul austriac, W. Pauli (1930) a salutat participanții la o conferin ță în felul următor:
„Stimați domni și doamne radioactive”. Lipsa informațiilor se datorează și faptului că nu
avem organe de simț cu care să percepem radioactivitatea. Așadar, nu avem posibilități
senzoriale, ci descifrăm fe nomenul doar cu ajutorul instru mente lor tehnice. Perspectiva
nefavorabilă este amplificată și de accidentele nucleare, cum ar fi Cernobâl (1986) sau
Fukusima (2011); evenimente care au (avut) efecte dezastruoase și care sunt mediatizate
intensiv. În mod „invizibil” însă radioactivitatea oferă omenirii numeroase avantaje în secolul
al XXI -lea.
Fără aspirația către o listă completă a avantajelor oferite de radioactivitate, urmează
enumerarea a câtorva domenii, unde omenirea utilizează cu succes proprietățile
radioactivității. În agricultur ă se aplică contra unor insecte dăunătoare. În industria alimentară
unele produse (ex. condimente, carne, fructe) sunt dezinfectate cu radiații. Este aplicată și în
detectarea falsificărilor în domeniul operelor de artă. Utilizarea radioactivității în indu stria
energetică a declanșat numeroase polemici. În cadrul protecției mediului este utilizată, de
exemplu, în cartarea unor poluanți, precum și în depoluarea unor emisii industriale.
Astronomia aplică radioactivitatea în explicarea diferitelor fenomene fiz ice la nivel stelar și
galactic. Și în medicină are aplicații multiple: sterilizarea unor aparate și ustensile, detectarea
de tumori, tratamentele de cancer etc. În cadrul terapiilor balneologice, radioactivitatea
intensifică efectele tratamentelor cu ape minerale și cu gaze mofetice. În cadrul acestui
studiu, dintre utilizările radioactivității, vor fi detalia te cele din cadrul balneologiei.

2.1.2. Începuturi, diferite perspective

Utilizarea radioactivității se bazează pe cunoștințe aprofundate ale feno menului 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

3
elementelor formate au fost radioactive dar între timp multe dintre ele s -au descompus în
nuclee stabile.
Din punct de vedere științific, studierea radioac tivității a început doar la sfârșitul
secolu lui al XIX -lea. Antoine Henri Becquerel, fizicianul francez laureat și cu premiul Nobel,
a descoperit și a descris fenomenul pentru prima oară în 1896. Doctoranda lui Bequerel,
Marie Sklodowska -Curie , savantă poloneză -franceză, a fost prima femeie la nivel mondial
care a cucerit premiul Nobel, în 1903 a fost laureat la secția de fizică, iar în 1911 la divizia de
chimie. Odată începute, cercetările radioactivității ne -au furnizat din ce în ce mai multe date
privind acest fenomen.

2.1.3. Noțiuni de bază, definiții, clasificări

Știm că nucleele atomilor elementelor radioactive sunt nestabile, ele trec treptat în
starea stabilă prin dezintegrări radioactive. În procesul de transformare, acești atomi emit
radiații α, β, γ și uneori și radiații Röntgen. Prin radiație nucleară se înțelege un fascicul de
particule în mișcare, conform terminologiei moderne în fizică. Prin denumirea de particulă
aici se înțelege atât corpuscule cu masă de repaus diferită de zero, cât și fotonii radiațiilor
electromagnetice (care sunt considerate cu masă de repaus zero). Radiațiile nucleare însoțesc
în general dezintegrările radioactive naturale. Unele fenomene radioactive însă pot fi produse
și artificial cu ajutorul unor dispozitive speciale, cum ar fi aparatele Röntgen sau acceleratorii
de particule.
Dezintegrarea de tip α constă în emisia unor nuclee de heliu de către nucleele grele
(A>190), există însă și câteva nuclee radioactive cu 150<A<190 care pot emite radiații .
Emisia spontană de particule  din nuclee poate fi exprimată astfel:
1.
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,

4
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-
1012 ani (Tabelul radionuclizilor în Clarck 1955). În general, cu cât este mai mic timpul de
înjumătățire al unui radionuclid alfaactiv, cu atât este mai mare energia particulelor alfa
(Szabó 1978). Energia particulelor alfa se află în strânsă legătură și cu p arcursul radiației,
parcursul fiind distanța străbătută de radiație, după care particulele alfa își pierd energia lor
cinetică în urma interacției cu materia. Parcursul depinde de densitatea mediului atenuant și
de energia inițială a particulelor. Concomit ent cu emisia radiațiilor alfa se pot emite și radiații
γ. Nucleul format după dezintegrarea radioactivă se află de obicei intr -o stare excitată,
trecerea lui în starea normală se produce cu emisia excesului de energie sub forma unei
cuante γ.
Dezintegrare a  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 spontană (Cosma și Jurcuț 1996). Dezintegrarea  constă din emiterea de
electroni (  –), pozitroni ( +) precum și din captură de electroni (CE). Energia particulelor
(e+,e –) emise are întotdeauna un spectru continuu (spre deosebire de spectrul discret al
energiei radiațiilor alfa), care se întinde de la energia zero până la o energie maximă. Pentru
explicarea structurii continue a spectrelor  s-a introdus a nouă particulă, n eutrinul, care în
procesul de dezintegrare își împarte energia cu particula  emisă, astfel încât suma celor două
energii reprezintă energia dezintegrării . Dezintegrarea  se poate exprima astfel (Cosma și
Jurcuț 1996, Szabó 2005):

Așadar, la dezintegrarea  numărul de masă al nucleului rămâne neschimbat și numărul
atomic se schimbă (se micșorează sau crește) cu o unitate. În consecință, nuclidul rezultat se
va situa în sistemul periodic cu o căsuță spre stânga sau spre dreapta față de elementul mamă
(a doua lege a lui Soddy).

5
Ca și radiația , la fel și dezintegrarea  este însoțită, în general, de emisia unor radiații
 prin trecerea nucleului dintr -o stare excitată într -o stare fundamentală. Radioactivitatea -
apare la majoritatea radionuclizilor naturali și la unii dintre cei artificiali. Radioactivitatea +
apare la numeroși radionuclizi artificiali.
Radiația gama (Evans 1982) este emisă la tranziția nucleului dintr -o stare instabilă
(excitată) spre o stare ma i stabilă (fundamentală) cu o energie mai coborâtă. În nucleu energia
este cuantificată, energia nivelelor excitate este cu atât mai mare cu cât pătrundem mai adânc
în lumea dimensiunilor mici: eV -la molecule, keV -la atomi, MeV -la nuclee și sute sau mii de
MeV -la particulele elementare. Energia fotonului gama emis este egală cu energia de tranziție
dintre cele două stări (neglijând, desigur, energia de recul a nucleului care este de altfel foarte
mică). Domeniul de valori al energiei fotonilor emiși se înca drează de regulă în intervalul
(0,05-3 MeV) suprapunându -se, deci, spre limita inferioară, peste domeniul energiilor
radiațiilor X. Așadar, având o energie mare, au și o putere mare de pătrundere prin straturi de
materiale. Fotonii nu au sarcină electrică, în consecință radiația gama nu este deviată de
câmpur ile magnetice sau electrice. Ei se propagă cu viteza luminii, se reflectă ș i se refractă,
se difractă și interferează similar cu radiațiile luminoase.
Timpii de înjumătățire pentru emisia  sunt de obic ei destul de scurți, în general mai
mici ca 10-9s dar, ocazional, se găsesc timpi de înjumătățire semnificativ mai lungi (ore sau
chiar zile). Emisia gama este observată în toate nucleele care au stări excitate (A>5) și, în
mod obișnuit, intervine în urma dezintegrărilor  și , deoarece adesea aceste dezintegrări
lasă nucleul nou rezultat într -o stare excitată. Același fenomen îl întâlnim și în cazul reacțiilor
nucleare, însă această temă nu constituie obiectul discuției noastre.
Radiațiile încărcate ( , , protonii) produc ionizarea directă pe când radiațiile
neionizante (X, , n) produc ionizarea indirectă prin electroni Compton, fotoelectroni, sau
nuclee de recul (Evans 1982). Interacțiunile de bază ale radiațiilor ionizante cu țesutul viu
sunt aceleași ca și în oricare altă substanță, rolul important jucându -l fenomenele de ionizare
și excitare ale moleculelor din celule, respectiv țesuturi.
Întreaga energie cedată substanței de către elemente radioactive este, în cele din urmă,
disipată sub formă de că ldură. Așadar, la intersecția radiațiilor cu diferite materiale putem
distinge două situații: substanțe anorganice și substanțe organice. În substanțele anorganice și
organice au loc fenomenele de ionizare și excitarea atomilor, rezultând noi sarcini elect rice,

6
care la rândul lor pot produce efecte secundare. În cazul cristalelor mai apare efectul de
dislocații în rețeaua cristalină.
Majoritatea elementelor radioactive naturale aparțin de 4 serii (familii) de dezintegrare
radioactivă:

 seria uraniului: cap de serie 238U, masa atomică A = 4n+ 2
 seria toriului: cap de serie 232Th, masa atomică A = 4n+ 0
 seria actiniului: cap de serie 235Ac, masa atomică A = 4n+3
 seria neptuniului: cap de serie 237Np, masa atomică A = 4n+1

Fiecare serie se termină cu un izotop stabil: 206Pb, 207Pb, 208Pb și 209Bi. Radioizotopii din
seria neptuniului nu pot fi identificați în natură (decât în urme), datorită perioadei scurte de
dezintegrare a lor. În afara celor patru serii amintite, se mai r egăsesc și alte elemente
radioactive în natură: 40K, 3T, 14C, 87Rb, 115In, 123La etc.
Sursele de radiații naturale se împart în două categorii (Csegzi 2007):
 Surse externe: radiația cosmică, emanația solului, emanația materialelor de
construcții, activitat ea naturală a aerului.
 Surse interne: radioizotopii naturali care ajung în organism, dintre care mai importanți
sunt 14C și 40K.
Conform unei statistici la nivel global, doza efectivă primită de o persoană este 3,04
mSv / an, din care 2,50 mSv se datoreaz ă 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, stru ctura locuinței, obiceiuri de vacanță etc. Mai mult decât
jumătate din doza efectivă provenită din radioactivitate naturală și primită de populație se
datorează radonului (Cosma și Jurcuț 1996, Somlai 2004). Așadar, radonul reprezintă
principala sursă de i radiere a populației, contribuind cu aproximativ 57 % la doza efectivă
anuală, putând ajunge în unele zone la contribuții de peste 95 %. Izotopul 219Rn din familia
actiniului are un timp de înjumătățire foarte scurt (3, 6 s), deci nu contribuie semnificativ la

7
radioactivitatea mediului. Însă, alți izotopi de radon, în special 222Rn, sunt elemente extrem
de importante din perspectiva interferenței radioactivității cu populația umană.

2.1.4. Mărimi și unități de radioacti vitate

Având dată o cantitate de substanță radioactivă (N nuclee), fie radon sau alt element,
numărul de nuclee dezintegrate în unitatea de timp este:dN / dt. Această mărime se numește
activitate. Unitatea de măsură pentru activitate în sistemul internați onal 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 c hiar 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 ță ri.
Csegzi (2007) detaliază că activitatea, concentrația de Rn și cea a descendenților săi
depinde de câțiva factori ce trebuie luați în considerare: înălțimea de la nivelul solului;
condițiile meteorologice (presiunea atmosferică, umiditatea aerului etc.) . Pe timp de ploaie
crește câmpul electric al atmosferei și se negativează; aceasta duce la scăderea concentrației
de ioni pozitivi derivați din 222Rn. Concentrația medie de 222Rn în apropierea solului este: 2,6
Bq m-3. La câțiva metri înălțime de sol, acumularea de 220Rn coincide cu acumularea de
222Rn. În general, concentrația de 222Rn și 220Rn scade cu înălțimea față de sol și valoarea
aceasta depinde și de așezarea geografică:
4 Bq / m3 (= 0,1pCi / l) pe uscat
 0,4 Bq / m3 (= 0,01pCi / l) pe insule și coastă de mare
 0,04 Bq / m3 (= 0,001pCi / l) în ocean ș i la poli
Mărimile și unitățile dozimetrice caracterizează efectele radiațiilor asupra substanței în
general, și asupra materiei vii în special. Prima mărime dozimetrică utilizată de dozimetrie a
fost doza de ioni (sau expunerea) iar mărimea fizică corespunzătoare, roentgenul (r). Doza de

8
ioni reprezintă raportul dintre sarcina electrică totală a ionilor produși într -un anumit volum
de aer și masa a volumului respectiv. Raportând doza de radiații la timpul de expunere se
obține doza -debit (sau debitul dozei) cu unita tea de măsură: r / h, mr / h sau µr / h. Doza
energetică depinde de energia absorbită în țesut (sau în altă substanță) și reprezintă raportul
dintre energia absorbită și masa substanței absorbante. Unitatea dozei energetice este radul
(rad = roentgen absorbed dose). Debitul dozei energetice se exprimă în rad / h, mrad / h etc.
În SI, unitatea de măsură pentru doză este gray -ul (simbol Gy), 1 Gy = 1 J / kg iar debitul
dozei se măsoară în Gy / s.

2.1.6 . Interacțiunea radiațiilor ionizante cu materia vie

În faza inițială, interacțiunea radiațiilor cu materia constă î n transfer de energie, și nu
diferă semnificativ dacă materia este fără viață sau vie . Deosebirea esențială apare datorită
comportării diferite a produșilor rezultați din interacțiunea primară. I nteracțiunea radiațiilor
cu materia vie produce variate efecte datorită marii diversități în structura materiei vii . De
exemplu, un gray de radiație  într-un țesut este mai periculos decât un gray de radiație ,
deoarece particula  disipează m ult mai multă energie pe unitatea de lungime a traiectoriei;
așadar, dozele absorbite egale nu au neapărat efecte biologice similare (Cosma și Jurcuț
1996). Pentru a pune toate radiațiile ionizante pe o bază egală în raport cu posibilitatea de a
produce efecte negative asupra țesutului viu, s -a introdus doza biologică (sau echivalentul
dozei). Doza biologică este o mărime fizico -fiziologică dată de relația:
B D

unde  este efectivitatea biologică relativă, definită ca raportul dintre en ergia absorbită de
țesut la iradierea cu radiația respectivă și energia absorbită de țesut la iradieri cu o radiație
standard, pentru a produce efecte biologice cantitative și calitative identice. Unitatea de
măsură a dozei biologice este remul (rem), iniț ialele provenind de la "roentgen echivalent
man" (1rem =  rad =  10-2 J / kg). În SI unitatea de măsură se numește Sievert (1Sv = 
Gy =  J / kg). Debitul dozei biologice se măsoară în Sv / s sau mSv / h, mSv / p etc.

9
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). CRn este
concentrația medie de radon, unitatea de măsură fiind Bq·m-3. F denotă factorul de echilibru
(0,4). K reprezintă factorul de conversie [ICRP 9 și UNSCEAR 12 nSv (Bq h m-3)-1 ], iar t
înseamnă timpul (h) petrecut în locația studiată.
Radiațiile ionizante eliberează o cantitate de energie, care poate îndepărta unul sau
mai mulți electroni din atomii țesuturilor iradiate. Î n consecință , este dereglat activitatea
chimică normală în țesuturilor vii. La un anumit grad de dereglare nu se mai pot regenera
celulele vii pe cale naturală (rămân permanent dereglate sau mor). D urata expunerii ,
intensi tatea și tipul radiațiilor influențează g radul de severitate al efectelor radiației.
Odată c e radionuclizii ajung la organismul uman, energia eliberată de radiațiile
ionizante poate fi dăunătoare. Contaminarea externă se referă la depunerea accidentală pe
piele sau îmbrăcăminte a radionuclizilor (ANPM 2016) . Iradierea organismului rezultă din
radiațiile radionuclizilor contaminanți care produc arsuri caracteristice. Arsurile pot evolua în
funcție de activitatea, timpul de înjumătățire și energia radiațiilor. Contaminarea internă
rezultă din pătrunderea accidentală a radionuclizilor în organism pri n inhalare, ingestie sau
prin absorbție tegumentară . Contaminarea internă prin inhalare se realizează în urma prafului
sau aerosolilor contaminați de căderile radioactive. Contaminarea internă pe cale digestivă se
datorează consumării de apă și alimente co ntaminate, direct (din depuneri ) sau indirect ( prin
transferul diferitelor substanțe radioactive în interiorul lanțului trofic ). Contaminarea prin
piele are importanță redusă. Gravitatea efectelor negative crește odată cu doza : înroșirea
pielii , vătămări i reversibile ( arsuri profunde ) sau chiar moartea persoanei .
În funcție de condițiile geologice și meteorologice, pot fi identificate regiuni geografice
cu radioactive ridicată, de exemplu Ramsar (Iran), Kerala (India), unele locuri din Brazilia,
Erzgebirge (Germania), Bohemia partea de Nord (Republica Cehă), (Becke r 2003, Papp
2011). În astfel de zone dozele efective anuale pot fi de 55 -200 de ori mai mari decât media
la nivel global (UNSCEAR 2000). Comparând doza efectivă colectivă anuală datorată

10
expunerii la radon pentru populația din România (1,77 mSv) și doza e fectivă 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].

2.1.6 . Cadrul legislativ și cultura de radioprotecție

În vederea realizării protecției mediului împo triva poluării radioactive și pentru
propagarea culturii de radioprotecție, este necesară cunoașterea surselor de contaminare și a
căilor de expunere a materiei vii, inclusiv a corpului uman. În prezent, documentele științifice
care se referă la radioprote cție, 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
recoman dările forurilor internaționale ne asigură puncte de reper în cultura de radioprotecție
(ex. EC 1990, 1996 și 1997).
Așa cum au fost detaliat e mai sus, în România, radioactivitatea mediului este urmărită
de către Comisia Națională pentru Controlul Activității Nucleare (CNCAN), în conformitate
cu prevederile Hotărârii Guvernului nr.264 / 1991. La nivel global, radioactivitatea naturală
cât și cea artificială, este monitorizată și evaluată de mai multe entități. Comitetul Științific al
Națiunilor Unite privind Efectele Radiațiilor Atomice (UNSCEAR , United Nation Scientific
Committee on the Effects of Atomic Radiation ), înființat în 1955, are contri buții importante.
În plus, Agenția Internațion ală pentru Energie Atomică (IAEA, International Atomic Energy
Agency ) a elaborat o serie de documente privind protecția mediului și securitatea nucleară.
Comisia Internațională de Unități și Măsurători de Radiații (ICRU, International Commission
on Radiation Units and Measurements ) determină majoritatea reglementarilor cu privire la
radiațiile ionizante din toate țările. Comisia Internațională de Protecție Radiologică (ICRP,
International Commission on Radiation Protection ) însumează rezultatele celor mai
importante descoperiri științifice din domeniul radiațiilor nucleare, publicând periodic jurnale
cu recomandări.
Punerea în aplicare a acestor recomandări și algoritmul tehnic de remediere, se
realizează la modul concret în colaborare internațională sub îndrumarea IAEA care, a
implementat regulamentul de securitate apărut în anul 1995 ( IBSS, adică International Basic

11
Safety Standards for Protection against Ionizing Radiation and for the Safety of Radiation
Source s), urmat de directiva EUROATOM a Uniunii Europene (Hening 2015). În România,
legea radiațiilor nucleare a fost adoptată în anul 1996. Recomandările emise de ICRP tratează
separat expunerile la locurile de muncă și expunerea la radonul în locuințe. Comisia a
recoman dat o concentrație de radon din locuințe de max. 200 Bq / m3 și max. 1000 Bq / m3 în
instituții, în locuri de muncă.
Doza efectivă anuală evaluată din aceste valori, presupunând un factor de ocupanță de
7000 respectiv 2000 de ore și un factor de echilibru de 0,4, este de 5 mSv pentru locuințe
respectiv 6 mSv pentru locurile de muncă. La aceste evaluări s -au folosit fa ctori de conversie
a dozei de 1, 1 Sv / Jhm-3 pentru locuințe și 1, 4 Sv / Jhm-3 pentr u locurile de muncă (ICRP
1994 ). Urmând recomandările ICRP pentru locurile de muncă, IAEA (IBSS) propune un
nivel de acțiune de 1000 Bq / m3 în regulamentul de securitate. Media dozei efective nu poate
depăși pe cinci ani consecutivi valoarea de 20 mSv / an, respectiv în acești ani nu se poate
depăși valoarea de 50 mSv.
Conform cadrului IBSS , recomandările emise de Uniunea Europeană se referă la
descendenții de viață scurtă ai radonului și nu la radon în sine. Așadar, nu introduc nivelul de
acțiune pentru locurile de muncă. Sunt emise directive numai cu privire la factorul de
conversie a dozei și la doza maximă admisă la locurile de muncă. Similar IBSS -ului, sunt
propuși factori distincți de conversie a dozelor pentru locuințe și locurile de muncă (EC 1990,
1996 și 1997). După ultima directivă EURATOM a Uniunii Eur opene, (59 / 2013),
concentrația maximă admisă pentru radonul din locuințe este de 300 Bq / m3.
În România, există reglementări care doresc să limiteze radonul din locuințe provenit
din materialele de construcție. În acest sens, Ordinul Ministerului Sănătă ții, OMS nr. 381. din
2004, interzice producerea, importul și furnizarea anumitor materiale pentru construcția de
locuințe sau alte clădiri. Scopul este să nu se depășească radonul în spații interioare 200 Bq /
m3 la clădirile care urmează să fie construite începând cu anul 2005, și de 400 Bq / m3 la cele
construi te înainte de 2005 . În România, recomandările de radioprotecție nu precizează
aspecte referitoare la modalitatea măsurării concentrațiilor de radon în loc uințe sau la locurile
de muncă. Totodată, lipsesc datele privind factorul de echilibru și factorii de conversie a
dozelor. În consecință, aceste reglementări nu explică clar ce doză efectivă va rezulta din
expunerea la o anumită concentrație de radon. Date le exacte și reglementările clare ar fi uti le.

12

2.2. Radioactivitate naturală: prezența radonului în mofete

Acest subcapitol se caracterizează prin următoarele cuvinte cheie: radioactivitat e
naturală, radon și mofetă. Vor fi prezenta te aceste noțiuni inventariind cele mai importante
surse din literatura de specialitate. Va fi acorda tă atenție sporită pentru temele radon -mofetă,
radon -sănătate și mofetă -județul Covasna.

2.2.1. Radonul și sănătatea umană
Elementul radon

Radonul (222Rn) a fost descoperit de Friderich E. Dorn, chimist german în 1900 -1902 în
Halle; el a numit acest element „emanație de radiu”. Ramsay și Gray au definit și ei acest gaz
inert la începutul secolului al XX -lea și l -au numit niton. Denumirea de radon se utilize ază
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 ali mente îmbogățite cu
radiații, inclusiv pături, ciocolată, ceai, cafea etc. Unele utilizări al e radonului au rămas doar
povești amuzante, iar altele au fost demonstrate în moduri științifice și persistă și în zilele
noastre.
Radonul este elementul cu număru l de ordine Z = 86 din tabelul periodic. Face parte
din grupa a VIII -a, deci este un gaz inert. Odată format prin dezintegrarea elementelor grele
din scoarța terestră difuzează în gazele din sol sau în apă și este transportat în atmosferă.
Radonul, în cond iții normale, este un gaz fără culoare și are o densitate de 9,73 kg / m3 (fiind
cel mai greu gaz din natură). Principalii izotopi se dezintegrează prin emisie de radiații , și
sunt prezentați în Tabelul nr. 1.

13
Se dizolvă și în apă (după legea lui Henry), dar se dizolvă mai ușor în solvenți organici
(Csegzi 2007). Factorul de dizolvare în apă depinde de temperatură după legea: α' = 0,1057 +
0,405 · e− 0,0502t (t -măsurat în °C). Pentru sânge proaspăt α' = 0,43, iar pentru apă la 20°C,
α' = 0,254 .

Denumirea Simbol
chimic Izotopul
părinte Capul
seriei Abundența
naturală a capului
seriei (%) Timp de
înjumătățire
Radon 222Rn 226Ra 238U 99,27 3,82 zile
Toron 220Rn 224Ra 232Th 100 55,6 s
Actinon 219Rn 223Ra 235U 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 (222Rn) cu un timp de înjumătățire de 3,82 zile
face parte din seria uraniului (238U; T1 / 2 = 4,47×109 ani) și se creează prin dezintegrarea
alfa a 226Ra (T 1 / 2 = 1600 ani).
Toronul (220Rn) cu un timp de înjumătățire de 55,6 sec face parte din seria toriului
(232Th; T 1 / 2 = 1,41×1010 ani) și se creează prin dezintegrarea alfa a 224Ra (T 1 / 2 = 3,66
zile).
Actinonul (Rn -219) cu un timp de înjumătățire de numai 3,96 sec aparține seriei
actiniului (235U; T 1 / 2 = 7,04×108 ani) și se creează prin dezintegrarea alfa a 223Ra (T 1 /
2 = 11,43 zile).
Actinonul (Rn -219), datorită timpului de înjumătățire foarte scurt, cât și a abundenței
naturale mici a strămoșului său, U -235 se poate neglija din punctul de vedere al efectelor
radiologice (Cosma și Jurcuț 1996). Schemele de dezintegrare în cazul radonului și toronului
sunt prezentate în Figura nr. 1 .

14

Figura nr. 1. Schemele de dezintegrare pentru 220Rn și 222Rn (adaptat după Csegzi 2007)

Radonul este prezent în concentrații diferite peste tot: în roci și în sol, în apele supra -și
subterane, în atmosferă, chiar și în interiorul clădirilor. 222Rn și 220Rn existente în atmosferă
provin în primul rând din sol; evident, datorită conținutului de 238U și 232Th al solului (Papp
2011). Este interesant (Csegzi 2007) că, deși activitatea specifică de 238U și 232Th a solului
este aceeași, exhalația de 220Rn a solulu i este mai mare decât cea de 222Rn căci constanta de
dezintegrare pentru 220Rn (45,78 h− 1) este mult mai mare decât cea a 222Rn (7,55·10-3 h− 1).
Studierea radonului este justificată din mai multe perspective (Cosma et al. 2008,
Cosma și Jurcuț 1996, Szabó 2005), incluzând și efectele terapeutice utilizate în balneologie
și aspectele de risc asupra sănătății umane (Darby et al. 1995, Kreuzer et al. 2008, Nusinovici

15
et al. 2010). Radonul, prin intermediul radiațiilor alfa, influențează sănătatea umană în mod
direct sau indirect, așadar sunt esențiale informațiile privind acest element radioactiv .

Efectul radonului asupra sănătății umane

Efectele radonului asupra sănătății umane au fost identificate cu secole înaintea
descoperirii elementului (Bardács 2002, Becker 2001). În secolul al XV -lea a început
mineritul din Schneeberg (Germania) și Joachimsthal (Cehia); a atras atenția savanților /
medicil or cu apariția frecventă și letală a unei boli pulmonare specifice (Bardács 2002).
Fenomenul a fost numit „boala de la Schneeberg”. Doar în 1879 au recunoscut Haerting și
Hesse că, de fapt, cancerul pulmonar este răspunzător pentru moartea timpurie a miner ilor din
zonele amintite. La sfârșitul secolului al XIX -lea au crezut, însă, că arsenul, praful și metalele
grele stau la baza cancerului pulmonar amintit. La începutul secolului al XX -lea, soții Curie
au identificat radiu și poloniu în minereuri din locur ile amintite mai sus. Doar după primul
Război Mondial au arătat Ludewig și Lorenser corelația dintre radioactivitate și cancerul
pulmonar, iar ca și cauză principală a bolii au definit inhalarea îndelungată a aerului cu
concentrație ridicată de radon. Doar în anii 1980 a fost descoperit că radonul provenit din
scoarța terestră se acumulează nu numai în mine, peșteri, grote, mofete etc. ci și în alte spații
închise (inclusiv clădiri). Așadar, în sec. al XX -lea radonul a trecut limitele geologiei aplicate
și fizico -chimiei, și a devenit o temă provocatoare și importantă atât în cadrul sănătății
publice cât și în domeniul balneologiei.
Becker (2004) face un conspect valoros al literaturii de specialitate în lucrarea „Un
secol cu terapia de radon”. Această lucra re pune accentul pe experiențele Europei de Vest, în
special pe Germania și Austria. Informații interesante sunt consemnate și despre Italia,
Grecia, Franța etc. Apar și regiuni mai îndepărtate, cum ar fi Japonia, Israel, fosta Uniune
Sovietică (în special Rusia). Din păcate, Europa Centrală și de -Est abia se ivește în acest
studiu: România nu apare deloc, iar Ungaria se menționează o singură dată etc. Din fericire,
este vorba despre o deficiență a lucrării și nu despre lipsa literaturii de specialitate în regiunea
noastră (Balogh et al. 1960, Cosma et al. 2009, Csige 2008, Cucoș et al. 2014, Jakab 1974,
Kikeli et al. 1979, Nagy 2008, Néda et al. 2008a, Pricăjan 1985, Szabó Á. 1978, Szabó E.

16
1992 și 1998 etc.). Trebuie menționat însă faptul că literatura de specialitate din Europa de
Est este deocamdată sporadică și greu accesibilă (în special cele care au apărut înainte de
inventarul lui Becker (2004).
Cu toate că în ultimele decenii, s -a scris mai mult despre efectele negative, rămâne cert
că efectele benef ice ale radiațiilor sunt utilizate încă din antichitate, de exemplu în Gastein
(Austria) sau insula Ischia (Italia). Totuși, faptul că apar din ce în ce mai multe studii pe tema
sănătate -radon și că o mulțime de organizații internaționale (ex. ISMHC -Intern ational Society
for Medical Hydrology and Climatology, Societatea Internațională pentru Hidrologie și
Climatologie Medicală) se ocupă de cercetarea și promovarea radonului în balneoterapie,
sugerează că tratamentele cu radon sunt din ce în ce mai mult recu noscute, eficiente și
utilizate. Având în vedere toate aceste aspecte pozitive, totuși, Becker (2004) afirmă că în
literatura anglofonă este neglijat efectul biopozitiv al radonului; în unele cazuri chiar se
tratează ca și cum ar fi un oximoron sau o metod ă 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 222Rn aju nge 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, repar tizarea
procentuală în funcție de raportul radonului în aerul inhalat este: în sânge 30 %, în țesuturile
moi 25 -40 % (în medie 30 %), iar în țesuturile de grăsime chiar 70 %. După atingerea
saturației în țesuturi, apare echilibrul între cantitatea de radon preluat și cedat. Așadar,
conținutul de radon al țesuturilor nu depinde de cantitatea de aer preluat pe minut de individ.

17

Figura nr. 2. Distribuția radionuclizilor în organism ( adaptat după Csegzi 2007)

Fizicianul Teller Ede a declarat că radonul din băile seci este ca și vaccinul, adică
întărește în întregime sistemul imunitar uman. Acest fenomen este numit hormesis, adică
efectul radiației asupra sănătății umane depinde de doză; toxicitatea însă nu este lineară, ci
există u n anumit prag până când radiațiile au efecte pozitive. Așadar, radiațiile până la un
anumit nivel scăzut (aprox. 100 mSv / an) sunt benefice sănătății umane sau cel puțin neutre.
Modelul LNT (Linear No Threshold) afirmă că efectele negative ale radiațiilor ionizante sunt
proporționale cu doza. Cert este că nenumărate cercetări științifice s -au ocupat de relația
radon -sănătate în ultimii 100 de ani (Becker 2004, Deetjen și Falkenbach 1999, Jakab 1974,
Pratzel și Deetjen 1997, Pricăjan 1985, Szabó 1998, Szabó 2005 etc.). La nivel internațional,
numeroase cercetări susțin fenomenul hormesis (Averbeck et al. 2006, Kant et al. 2003, Lázár
et al. 2003, Néda et al. 2008a), iar alții pledează pentru modelul LNT (Azzam et al. 1996,
Néda et al. 2008b). Se știe însă că radonul în organism se dezintegrează în continuare, iar
elementele astfel apărute sunt de aceeași importanță ca și radonul (Csegzi 2007). La nivel

18
local, în județul Covasna numeroase studii științifice și mii de cazuri empirice demonstrează
fenomenul horm esis (Brassai 2004, Jánosi et al. 2013, Kisgyörgy 2013). Tratamentul cu ape
și gaze radonice se numește și alfaterapie, deoarece ionizarea se produce 90 % datorită
radiațiilor alfa (Szabó 1978). Pe parcursul unui tratament balnear, de obicei sunt combinate
metodele clasice ale medicinei cu utilizarea unor factori de mediu, ex. mofetă, apă minerală,
nămol. Radonul este resorbit de organism în proporții difer ite, 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 p e părțile superioare ale sistemului
respirator, iar cei fixați pe aerosoli se depun în regiunea plămânilor. Experiența măsurătorilor
arată că înainte de dezintegrare părăsesc plămânii descendenții 222Rn în proporție de 33 %, iar
descendenții 220Rn în propo rție de 50 %. Din acest motiv scade doza în regiunea plămânilor
cu 33 respectiv 50 % dar crește doza în celelalte organe. Doza și raportul doză / expunere
depind de următorii factori:

 proprietățile fizice ale aerosolilor inhalați;
 modul de inhalare (respirație prin nas sau prin gură);
 viteza și profunzimea respirației;
 forma plămânilor;
 parametrii sistemului respirator al omului.

Așadar, diferite organe ale corpului uman sunt influențate diferit, însă benefic, în urma
tratamentelor cu gaze mofetice care conțin radon (Brassai 2000 și 1999, Falkenbach at al.
2005, Néda et al. 2008a, Szabó 2005 și 1978, Mureșan 1974). Efectul pozitiv asupra
sistemului endocrin se manifestă prin favorizarea hipofuncției tiroidiene, stimularea glandelor
sexuale și intensi ficarea eliminării acidului uric. Cercetările arată și un intens efect diuretic.
Totodată, mofeta este recomandat ă și în cazul unor boli ginecologice, infertilitate și
impotență. Cura adecvată aduce rezultate bune în diferite probleme cardio -vasculare, de
exemplu are efecte benefice atât la hipotensivi cât și la hipertensivi. Datorită ameliorării
circulației periferice, tratamentul se dovedește eficace și în unele boli de piele. Prin
modificarea metabolismului nucleic, radiația acționează atât asupra sistem ului nervos central

19
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 ș i
1978): bolile febrile, tumori, tuberculoză, graviditate, psihopatii, depresii, menstruație,
probleme respiratorii etc. Există o tendință de a folosi empiric mofetele, însă precauția
adecvată și sfatul specialiștilor ar putea diminua efectele negative apă rute în urma neglijenței
sau neinformării corecte. Radonul poate însemna și un risc pentru sănătatea umană, având în
vedere că radonul contribuie într -un procent ridicat la iradierea corpului uman (Cosma și
Jurcuț 1996).
Comisia Internațională de Protecție Radiologică (ICRP) a recomandat anumite nivele
de activitate și, la nivel mondial, aceste recomandări au stat la baza stabilirii unor doze limită
precizate. Radonul exagerat (expunerea la concentrații mai mari decât cele recomandate)
atacă în primul rând plămânii, în special epiteliul bronșic. Totodată, există și un risc crescut
de apariție a unui anumit tip de cancer pulmonar.
La nivel global se desfășoară mai multe studii epidemiologice care încercă să estimeze
acest factor de risc. Rezultatele obținute până în prezent, au arătat că după fumat, în ordinea
impactului asupra sănătății populației civile (neangajate profesional), radonul este următorul
factor de risc privind cancerul pulmonar.
Provocările importante din perspectiva balneoterapiei cu radon în seamnă, printre altele
următoarele aspecte (Backer 2004):
 Răspândirea atitudinii radiofobe în societate în urma campaniilor anti -nucleare,
 Problemele sistemului de asigurare medicală, în urma situației economico -sociale din
Europa,
 Publicațiile și recomand ările unor asociații de specialitate, care popularizează
protecția împotriva radiațiilor,
 Puterea de lobby a industriei farmaceutice.

20
Totodată, în Europa Centrală și de Est, rămâne o provocare lipsa informațiilor
cuprinzătoare, accesul la datele sporadice și faptul că majoritatea mofetelor sunt utilizate fără
monitorizare științifico -medicală. Totuși, din ce în ce mai mulți medici, cercetători și pacienți
acordă atenție emanațiilor de gaze . Rezultatele pozitive atât în stadiul de prevenție, cât și în
stadii le de tratament și recuperare, sunt răspândite nu numai prin intermediul literaturii de
specialitate, ci și prin mass -media și comunicare directă. Așadar, tratamentele cu gaze
mofetice, incluzând radonul, devin din ce în ce mai cunoscute și mai populare.
Utilizat în mod adecvat, radonul rămâne cel mai avantajos radionuclid în tratamentul
balnear, deoarece ionizarea specifică este mare și timpul de eliminare este scurt (Szabó
1978). Așa cum afirmă și Becker (2004), beneficiile terapiei adecvate cu radon exce d
semnificativ dezavantajele și riscurile asociate cu acest element radioactiv.

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, care degajează o
duhoare în mod continuu datorită componentei de hidrogen sulfurat (H2S) al gazului emanat.
La un eveniment organizat în Hotelul de lângă aceas tă mofetă populară, proprietarul Spaului
a declarat că această duhoare pentru el este mai prețioasă decât odorul parfumurilor pariziene,
deoarece pentru el aceasta este flerul copilăriei. Astfel, din perspectiva subiectivă este incert
ce denotă putoare și ce înseamnă aromă, știința însă folosește preponderent prospectul
obiectiv.
Așadar, termenul mofeta denotă un fenomen post -vulcanic, care se manifestă prin
emanații de gaze (în principal CO 2) la temperaturi relativ scăzute (Feru 2012). În zonele post
vulca nice 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

21
2011, Vaselli et al. 2002) menționează că emanațiile de CO 2 apar nu numai p e baza efectelor
post-vulcanice, ci și în urma unor procese de transformare termică de adâncime. Gyila (2006)
recomandă ca termenul de mofetă să fie f olosit doar pentru dioxid ul de carbon depus în
diferite cavități , în rest să utilizăm termenul de emanație de dioxid de carbon sau geogaz.
Emanațiile de CO 2 pot 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
izbucn esc din adâncurile Pământului spr e suprafață. Mofetele , în g eneral, sunt incluse în
grupul fenomenelor postvulcanice .
În timpul activității vulcanice, uneori și în pauzele acesteia apar emanații de gaze.
Degajarea de gaze poate dura și milioane de ani după încetarea activității vulcanice, fenomen
pe care îl numim activitate post -vulcanică. Pe lângă mofete, multe alte fenomene fac parte din
această categorie: fumarola, solfatara, gheizer, vulcani noroioși, ape termale etc., majoritatea
lor este utilizată în scopuri terapeutice și / sau de agrement. Astfel de fenomene apar în
zonele vulcanice ( Figura nr. 3 .).

Figura nr. 3 . Harta vulcanică a lumii (Sursa: http: / / geospatialdesktop.com )

22
Mofetele , 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).
Mofetele pot fi amenajări tehnice în forma de amfiteatru, cu contur poligonal, pătrat,
oval sau rotund, cu număr variat de trepte, care permit o poziție comodă a pacientului și o
reglare a nivelului gazului în timpul tratamentului ( Figura nr. 4 .).
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 dis tribuție;
 mofete alimentate cu dioxid de carbon industrial îmbuteliat.

2. 1.
Figura nr.4 . Trepte în interiorul mofetei
1. Spitalul de recuperare cardiovasculara Dr. Benedek Géza Covasna
2. Hătuica

23

Emanațiile de gaze, ambianțe specifice

Compoziția gazului mofetic este foarte diferit de cea a aerului. De exemplu, aerul în
condiții normale conține dioxid 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 postvulca nice
anumite condiții geografice împiedică depunerea , stabilitatea gazelor emanate, astfel dioxid ul
de carbon și celelalte gaze se amestecă cu aerul în scurt timp și, deci, influența va fi redusă /
mică asupra viețuitoarelor. În alte condiții însă, gazele mofetice nu se amestecă așa ușor cu
aerul și influențează semnificativ atât microorganismele, cât și flora și fauna din zona gazului
mofetic.
Animalele sunt incapabile de supraviețuire la concentrații de CO 2 mai ridicate decât 15
%. Mamifere își pierd con știința deja la 8 -10 % dioxid de carbon care, de multe ori atrage
după sine pieirea acestora. Diferite animale, de exemplu cârtița ( Talpa europaea ), țin o
distanță adecvată de la emanațiile de gaze (Pfanz 2008). Alte animale însă, zboară, merg sau
se târâi e în „mormântul” lor. Acest fenomen este sugerat și de denumiri ca „Cimitirul
păsărilor” sau „Peștera ucigașă”. Cadavrele animalelor din astfel de locuri permit anumite
analize și concluzii privind fauna din zonele învecinate. De exemplu, Barti și Kovács ( 2000)
au studiat 2 mofete din județul Covasna timp de un an și jumătate, din perspectiva animalelor
vertebrate. În acest timp, au identificat 463 cadavre de animale, dintre care 33 amfibieni, 10
reptile, 332 păsări și 88 mamifere.
Unele animale nevertebrat e suportă relativ bine concentrațiile ridicate de dioxid 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 de specii de Collembole se reduce cu creșterea
concentrației de dioxid de carbon; la 1 % s-au identificat 23 de s pecii, iar la 20 -40 % doar 13
specii.
În anumite cazuri, vegetația lipsește cu desăvârșire în vecinătatea emanațiilor de gaze,
cauza principală fiind faptul că este prea ridicată concentrația dioxid ului de carbon și, mai
ales, prea scăzut aportul oxigenulu i. Totodată, există și specii de plante care tolerează bine

24
zonele cu emanații de gaze, de exemplu Carex nigra, Carex acutiformis , Eriophorum
angustifolium, Eriophorum vaginatum (Russell et al. 2011). Mai mult, unele plante au fost
identificate doar în ari i 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 juru l
izvorului de CO 2 uscat. De multe ori nu numai flora este specifică, ci apar modificări în
dimensiunile, în structura, respectiv în performanța plantelor din cadrul anumitelor specii
(Raschi et al. 1997, Vodnik et al. 2002 și 2006). Putem diferenția două tipuri de reacții la
plante în condiții de dioxid de carbon ridicat (Pfanz 2007). Tipul A, adică reacții rapide care
durează doar câteva minute sau ore, și se manifestă prin schimbarea respirației, fotosintezei
etc. Acest tip A, se măsoară relativ ușor cu aparate adecvate. Tipul B denotă schimbări lente,
care se manifestă prin modificări anatomice și fiziologice durabile. Astfel de modificări pot fi
la: numărul și dimensiunea frunzelor, numărul și fertilitatea plantelor, numărul și calitatea
semințelor etc.
În cazul microorganismelor a fost demonstrat că activitatea unor bacterii descrește
atunci când se ridică concentrația dioxid ului de carbon din sol (Sibanc et al. 2014). În
consecință, producția de humus devine mai lentă. Totodată, s -a arătat și faptul că în condiții
de CO2 ridicat crește aportul bacteriilor anaerobe, cum ar fi populațiile de Methanomicrobia,
Chloroflexi, Firmicutes etc. Din toate aceste schimbări rezultă modificări semnificative în
ecosistemele respective: circuitul elementelor, producția de metan, biodiversitatea la nivel de
specie etc. Totodată, zona mofetelor oferă bun prilej pentru studierea schimbărilor durabile
ale factorilor abiotici în cadrul ecosistemelor afectate.
Înaintea cutremurelor și erupțiilor vulcanice, se schimbă caracter isticile fizico –
chimice ale mofetelor. Pfanz (2007) a firmă că interdependența dintre factorii biotici și
abiotici din cadrul ecosistemelor din zona mofetelor contribuie la prevederea și prognoza
cutremurelor, respectiv a erupțiilor vulcanice.

25

Utilizarea tratamentelor mofetice la nivel global

România deține aproximativ 8500 de izvoare minerale și termale, adică aprox. o treime
din aceste zăcămi nte din Europa; așadar, este una dintre cele mai bogate țări din punct de
vedere al resurselor balneare europene (Munteanu și Cinteza 2011). Așezarea avantajoasă din
punct de vedere geografic și geologic explică diversitatea și bogăția de factori naturali
terapeutici de pe teritoriul țării. Aici găsim, pe lângă mofete și izvoare termale / minerale,
lacuri sărate, nămoluri minerale sau sapropelice, saline etc. Totodată, găsim și bioclimate
specifice, cum ar fi: cel excitant solicitant (de litoral si de câmpie), cel sedativ (corespunzător
regiunilor de dealuri și coli ne), 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
decalajulu i 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 presu pune că numele acestei grote evocă moartea
câinilor din trecut în acest loc în urma emanațiilor de gaze. Cert este că se folosesc gazele din
Italia în scopuri medical e de aprox. 2000 de ani.
În Ungaria, numai din 1999 se consideră oficial gazul mofetic ca și o substanță naturală
terapeutică. Cea mai frecventată mofetă este cea din Mátraderecske, având 93-95 % 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 balneo terapia are tradiții vechi și, în consecință, infrastructură
adecvată dezvoltată de-a lungul secolelor . Se utilizează atât băile naturale cu dioxid 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

26
în vizită celebrități ca Goethe, Chopin, Mark Twain, Wagner, precum și mulți aristocrați ai
Imperiului Austro -Ungar.
Și în Germania balneoterapia are tradiții vechi. De exemplu, substanțele terapeutice din
Swalbach (denu mirea veche Langenswalbach) și Kissingen au fost documentate deja în
secolele al XVI -lea și al XVII -lea. Băile uscate sunt folosite în multe locuri: Kyll, Eyech,
Pyrmont, Bad Düben, Bad Reichenhall etc. În unele locații (ex. Bad Brambach,
Weissenstadt) ter apia cu radon este oferită ca un serviciu separat, având în vedere beneficiile
sale medicale, sportive și cosmetice.
În Grecia sunt sisteme vulcanice active. Așadar, această țară prezintă nenumărate
fenomene vulcanice și postvulcanice în zonele Methana, Mi los, 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 dioxid de carbon ( Figu ra nr. 5 .). 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. 5. Baie seacă artificială (Sursa: www.co2 -therapy.com)

În Franța, sunt populari factorii terapeutici naturali incluzând tratamentele cu apă
termală și cu dioxid de carbon, de exemplu în Neyrac les bains în zona Ardeche. În Royat

27
(regiunea Auvergne) de pildă, sunt tratați zeci de mii de pacienți. Metodele balneologice
utilizate, câteodată, sunt diferite de cele utilizate în Europa Centrală.
În Polonia, în zona Bad Warmbrunn (Cieplice Zdrój ) atracțiile principale sunt apele
minerale, respectiv cele termale. Pe lângă băile seci, sunt oferite și tratamente de băi clasice și
cure de băut. În unele locații, tratamentele balneare sunt oferite prin intermediul unor
sanatorii, Bad Polzin (Polczyn Z drój), Kolberg (Kolobrzeg) etc. Terapia cu radon este oferită
pacienților și în mod independent, împreună cu informațiile adecvate referitoare la efectele
benefice, de ex. (Swieradów Zdrój) și Bad Landeck (Ladek Zdroj) .
În Ucraina, băile seci sunt oferite atât în cadrul sanatoriilor (ex. Podyllia), cât și în
incinta altor unități de balneo -terapie, respectiv spa și cosmetică. În zona Vinnitsa, băile de
dioxid de carbon și radon sunt oferite și separat, în forme independente.
În Rusia, băile terapeutice au început în secolul al XVIII -lea, pe perioada țarului Petru.
El, după ce a vizitat Carlsbad și Pyrmont, a inițiat cartarea și utilizarea izvoarelor din țara lui.
Sunt folos ite 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 terapeutic e) este:
cum poate deveni independent factorul de la sursă, fiind date distanțele geografice mari.
Emanațiile de gaze apar, în primul rând, în zonele unde sunt vulcani activi, sau în
regiunile unde activitatea vulcanică a încetat recent (în context geologi c). Așadar, găsim
emanații de gaze și în Japonia, Indonezia, Noua Zeelandă, precum și în partea de Vest a
Americii de Sud și -Nord, partea de Est a Africii etc.
Factorii terapeutici (gaze mofetice, ape minerale, izvoare termale etc.) pot deveni, mai
mult sa u mai puțin, independente de sursă, însă din perspectiva utilizării lor durabile este
avantajos să fie folosite cât mai aproape de originea lor. Totodată, din perspectiva utilizării
băilor seci în mod natural, trebuie amintit și efectul cumulativ al dioxid ului 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.

28
2.2.3. Mofete din județul Covasna
Informații generale
Primele date științifice privind apariția gazelor mofetice în Carpații Orientali și
utilizarea lor în scopuri medicale apar deja în secolul al XVIII -lea: Bél Mátyás, Ferdinand de
Marsegli, I. Fridvalszky etc. (Pricăjan 1985). Fridvalszky (1761) scrie în lucrarea lui
„Mineralogia Magni Principatus Transilvaniae” despre Peștera Puturoasă: „aici se adună toți
cei suferinzi de scabie, dureri de cap și boli oculare”.
În continuare, multe studii s -au ocupat în ultimele secole și, mai ales, în ultimele
decenii de fenomenele vulcanice și post -vulcanice din Carpații Orientali (Airinei și Pricăjan
1975, Carlo et al. 1999, Fielitz și Seghedi 2005, Harangi Sz. 20 11, 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 a băilor seci. De exemplu, cadastrul apelor
minerale a apărut deja în anii ’70 (Kisgyörgy Z. 1976), pe când cadastrul mofetelor a fost
finali zat 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 c omuna Turia sau orașul Covasna . Deși sunt mai multe mofete în
județul, respectiv orașul Covasna , cea mai fre cventată și cea mai bine amenajatată este cea
din Spitalul de recuperare cardiovasculara Dr. Benedek Géza (Figura nr. 6 .).

Figura nr. 6 . Mofeta principală a orașului
Covasna, cea din Spitalul de recuperare
cardiovasculara Dr. Benedek Géza

29

Tabelul nr. 2. Localități cu mofete în județul Covasna
(adaptat după Jánosi Cs., Berszán J. și Péter É. 2012)

De-a lungul lanțului vulcanic Harghita (Carpații Orientali) de origine neogenă, există
multe iviri de emanații de CO 2 uscat . Migrația ascendentă a gazelor spre suprafață este
favorizată și controlată de așa numitele falii tectonice (Néda et al., 2008 a,b; Papp et al.,
2010). Aceste gaz e provin din adâncimi mari și arată conexiuni cu efectele postvulcanice din
zonă (Szabó 1998). Totodată, există și explicații care leagă apariția gazelor de procesele
termice ale calcarului din adâncime (Vaselli et al. 2002).

Proprietăți fizico -chimice se mnificative 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
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

30
perspectiva compoziției chimice, ori ginii geologice, radioactivității și efectelor fiziologice.
Deoarece gazele mofetice și cele din apa minerală au surse similare, compoziția lor este
asemănătoare. Ele pot fi utilizate în balneologie atât în faza de prevenție, cât și în cele de
tratament și recuperare. Proprietățile fizico -chimice al mofetelor influențează în diferite
moduri efectele lor fiziologice asupra corpului uman (Antal -Szőke 1979, Boni 1987, Cseh
1980).
Gazul principal din mofete este 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, variază între 80,4 -95,3 % (Szabó 1998). În unele mofete,
avem dioxid de carbon în cantitate acceptabilă fără intervenții antropice majore, în alte locuri,
însă, gazul este asigurat din ape minerale prin separare. În cazuri excepționale, se folosește
CO 2 îmbuteliat.
Dioxid ul 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 respirație, creșterea absorbției
de oxigen, intensificarea metabolismului celul ar etc. (Brassai et al. 2004, Szabó 1998).
Temperatura neutră, 21 -29 șC, este cea optimă în mofete (Antal -Szőke 1979). Pe lângă
dioxid ul de carbon gazele mofetice conțin și altele, cum ar fi: nitrogen, oxigen, metan,
hidrogen sulfurat, gaze nobile, incluzâ nd și radonul.
Gazele mofetice conțin și radon, activitatea căruia variază (Vaselli et al. 2002, Szabó
1998). Radonul stimulează întregul organism. De -a lungul timpului, s -a arătat că efectele
biologice depind de mulți factori: doza totală de radiație abso rbită, sensibilitatea
organismului, tipul radiației etc. Pe lângă 222Rn 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 emi țând radiații alfa, beta și gama.
Efectul complex al acestui gaz radioactiv asupra sănătății umane a fost detaliat intr -un
subcapitol precedent. Radonul joacă un rol important și în procesele de ionizare; din
dezintegrarea unui singur atom de Rn rezultă ap rox. 169000 ioni (Szabó 1998).
În mofete apar diferiți ioni negativi și pozitivi. Cantitatea ionilor din incinta mofetelor
este mai mare cu aprox. două unități de măsură (adică de ordinul 104 ion / ml), decât cea din
aerul obișnuit. Ponderea mare a ionilor negativi influențează benefic organismul uman prin
efecte multiple: descrește tensiunea, calmează sistemul nervos, micșorează valoarea de pH al

31
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 ș i în Peștera Puturoasă (numită și Sulfuroasă) rămâne sub 1 %. Totuși,
acest gaz are efecte terapeutice importante în special din perspectiva bolilor de reumatism
(Jakab 1974, Szabó 1998). Totodată, H 2S crește activitatea glandei suprarenale. În plus,
hidro genul sulfurat are și efecte antispasmodice și influență în procesul de vasodilatare.
Așadar, gazele mofetice prezintă un efect complex asupra corpului uman. Utilizarea
adecvată a mofetelor are un rol important în prevenirea unor boli, în abordarea unor pr obleme
gerontologice, precum și în tratamentul unei serii întregi de maladii. În plus, pentru
intensificarea efectelor, tratamentul cu gaze mofetice poate fi combinat cu alți factori
terapeutici naturali sau cu medicație obișnuită. Un avantaj deosebit al a cestei ramuri din
balneologie, comparativ cu medicamentele regulate, este că nu are efecte secundare
semnificative. Un potențial promițător zace în mofete din perspectiva pachetelor de sport,
turism, fitness și spa.

Radonul în mofetele din județele Covas na și Harghita

Radioactivitatea gazelor emanate influențează direct efectele medicale, în plus, are
efect și asupra proceselor de ionizare din incinta mofetelor și astfel contribuie, în mod
indirect, la condițiile balneologice. Consumarea apelor minerale radioactive poate avea atât
efecte pozitive, cât și negative asupra sănătății umane.
Așadar, a fost și este un domeniu interesant și important studierea radioactivității din
perspectiva mofetelor și al apelor minerale (Tabelul nr. 3. ). Radioactivitatea ga zelor
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, dep arte de cele recente din cauza
metodelor primitive. La fel, nici datele l ui I. Starub din anii ’40 nu sun t exacte. În a doua

32
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
222Rn în mofetă este mai mare cu 4 unități de măsură (Szabó 1998).
Proveniența gazelor mofetice este diferită (Tabelul nr. 2. ). De exemplu, gazele din
orașul Covasna și din Șugaș Băi , provin din zona de fliș. Cele mai mari valori de activitate au
fost măsurate în Peștera Puturoasă: 56,27 Bq / l (Szabó 2005); acest gaz provine din andezit.

Localitatea Denumirea mofetei Activitatea (Bq/l)
Valoare minimă Valoare maximă
Băile Harghita Mofeta I. – 13,13
Băile Harghita Mofeta II. – 10,13
Băile Șugaș Mofeta 4,66 10,36
Băile Tușnad Mofeta 4,07 15,17
Borsec Mofeta – 5,18
Ciucsângeorgiu Mofeta – 9,58
Covasna Bene – 13,70
Covasna Bardócz 8,28 11,24
Covasna Spital – 1,03
Cătălina Hătuica – 29,78
Malnaș Băi Herculeș – 11,47
Târgu Secuiesc Fortyogó 15,11 15,95
Turia Peștera Puturoasă 18,53 56,27
Turia Valea Iadului – 18,82

Tabelul nr. 3. Radioactivitatea gazelor naturale din mofete selectate din județele Covasna și
Harghita
(ed. pe baza datelor Mócsy și Néda 2005, Szabó E. 1998, Szabó Á. 2005)

33

2.3. Radioactivitatea artificială și radio cesiul

În acest subcapitol, ideile sunt grupate în jurul cesiului, mai precis în jurul
radiocesiului. Izotopul de cesiu (137Cs) apare în urma proceselor de radioactivitate artificială,
așadar, va fi aborda tă separ at radioactivitatea din această perspectivă, inclusiv utilizarea
pașnică și militară a acestui fenomen. Vor fi tratate într-un subcapitol separat accidentele și
activitățile nucleare care, au avut efecte semnificative asupra mediului și / sau asupra
populației umane. Spre fi nal apar caracteristicile elementului 137Cs care, îngăduie acestui
element să fie cel mai bun indicator de contaminare post Cernobâl.

2.3.1. Fisiunea nucleară, utilizare pașnică și militară

În 1939, a fost descoperit ă 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 p entru 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 pașnice cu beneficii
certe pentru omenire: activități economice, procese medicale, aplicații în cercetare etc.
În medicină, se utilizează radionuclizi artificiali (ex. cobalt -60, iod -131) în tratamentul
diferitelor tipuri de cancer. Utilizarea radiațiilor implică de multe ori expunerea persoanelor
bolnave la doze semnificative care, pot ajunge la câțiva milisieverți (mSv) în diagnosticare și
până la câțiva sieverți (S v) în terapie (ANPM 2015 ). Unii dintre radionuclizi, precum cesiu –
137, iridiu -192, sunt folosiți la fabricarea u nor aparate de iradiere, care eliberează radiații
gama intense pentru tratarea diferitelor boli. Substanțele radioactive, cu timp de înjumătățire

34
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 nuclea ră este semnificativă (ANPM
2015 ). În unele țări, ex. Lituania, ponderea centralelor nucleare în producția de electricitate
ajunge până la 85 %. În România, aportul este semnificativ: peste 10 % din energia produsă
este asigurată de CNE Cernavodă. În Uniunea Europeană, aproape o treime din energia
electrică, provine din centre nucleare. Energia nucleară contribuie și la reducere a emisiilor de
CO 2, aspect important din perspectiva schimbării climatice. Totodată, această tehnologie
reduce dependența societății de combustibili fosili (cărbune, gaze naturale, țiței).
Utilizarea elementelor radioactive necesită tratarea specială al co mbustibilului nuclear
uzat și ai radionuclizilor de fisiune, incluzând stocarea, în deplină siguranță, ale deșeurilor
pentru un timp îndelungat.
Neglijarea acestor măsuri, strict reglementate, poate atrage după sine contaminarea
radioactivă al mediului. C ele două grupuri mari de contaminare radioactivă reprezintă
testările de armament nuclear în atmosferă, respectiv accidentele nucleare, în special
catastrofa din Cernobâl.

2.3.2. Accidente și activități nucleare cu impact semnificativ asupra mediului

Testele cu arme nucleare, bineînțeles, reprezintă impact semnificativ asupra mediului.
Testele „regulate” s -au început după al II -lea Război Mondial, respectiv în noiembrie 1952.
Radionuclizii artificiali, proveniți din aceste teste, s -au depus pe arii lar gi, în special, pe
suprafața solului. Aceste teste nucleare au injectat diferite radionuclizi în stratosferă care, au
fost transportați ulterior în jurul Pământului, și s -au omogenizat pe întregul volum atmosferic.
Intrarea acestor radionuclizi în troposfe ră a condus la depunerea lor pe suprafețe întinse.
Principalii radionuclizi care s -au depus și care, se regăsesc și în prezent, sunt: 90Sr, 137Cs,
239-240-241Pu (Begy 2009). Pe emisfera nordică, depunerile au ajuns la un nivel semnificativ
deja în anul 1954 și, a mai crescut în următoarea perioadă. S -a înregistrat o scădere în anul
1958, după care, a urmat o creștere nouă din cauza reluării testelor. După tratatul din 1963, s –

35
a ajuns la o scădere, însă, la începutul anilor 70, s -a observat iarăși o ușoară creștere datorită
țărilor care, nu au semnat tratatul și au continuat testele.
Conform definiției date de Normele Fundamentale de Securitate Radiologică, accidentul
nuclear este evenimentul care afectează instalația nucleară și provoacă iradierea și / sau
contaminarea populației și a mediului înconjurător peste limitele admise (ANPM 2015 ).
Accidente și activități nucleare care, au fost semnificative din perspectiva impactului asupra
mediului, inclusiv as upra populației umane (ANPM 2015 , 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 , accidentul de la un reactor nuclear la Chalk River (Canada ),
 1957, accident la un reactor nuclear cu pl utoniu la Windscale (Anglia),
 1957, explozia unui tanc cu deșeuri radioactive, Kistim (fosta URSS),
 1954 -1963, peste 1000 de teste nucleare în poligoanele de testare a le armelor nucleare
(fosta URSS, SUA, Oceanul Pacific),
 1965 -1985, la Sellafield -Marea Br itanie, poluarea Mării Irlandei cu cesiu -137 de la
uzinele de reprocesare a combustibilului uzat,
 1966, la Palomares -Spania, accidentul unui avion B -52 (din SUA) cu încărcătură
nucleară ,
 1976, cade în Canada satelit ul Cosmos 954 (provenit din URSS) ,
 1979, accident nuclear la un reactor la centrala din Three Mile Island (SUA),
 1986, Cernobâl (Ucraina), cel mai mare accident nuclear,
 1987, Goiânia (Braz ilia), dezmembrarea neadecvată a unei surse de 137Cs,
 2011, Fukusima, accident la centrala electrică atomic ă în urma fenomenelor de
cutremur și tsunami.
Evenimentul de la Fukusima nu a adus contaminante radioactive semnificative asupra
României (Cosma et al. 2011, 2012). Accidentul ui de la Cernobâl a rezultat contaminarea
facto rilor de mediu, inclusiv a aliment elor și a omului, respectiv a fost marcat de d epunerile
cele m ai semnificative. În România, au fost detectate depunerile radioactive în urma testelor
cu arme nucleare efectuate în emisfera nordică . Însă, în țara noastră nu au fost accidente
nucleare urmate de contaminare masivă a mediului sau de pierderi de vieți omenești .

36
Accidentul de la Cernobâl, cea mai mare catastrofă din istoria exploatării pașnice a
energiei nucleare, a avut loc pe data de 26 aprilie 1986. În 1986, în cadrul centralei de la
Cernobâl funcționau 4 reactori de tip RBMK, adică reactori cu uraniu îmbogățit, cu
moderator grafit și cu agent de răcire apă. Alți doi reactori au fost în faza de construcție. A
explodat reactorul unității 4 al centralei nuclearo -electric e, în urma unui experiment greșit. În
urma accidentului, a fost eliberată în atmosferă o cantitate mare de radionuclizi care, apoi, s –
au răspândit în întreaga Europa.
Condițiile meteorologice au fost foarte variate în primele zile de la accident, în aceast ă
perioadă au apărut emisiile cele mai semnificative. În ziua accidentului, vântul avea o direcție
dinspre NV, așadar, poluarea se ducea deasupra Belarusiei, Poloniei, Scandinaviei, Marii
Britanii și Belgiei. Cele mai contaminate zone au apărut în Ucraina, Belarus și Rusia,
respectiv în țările nordice: Suedia, Norvegia și Finlanda. Când, însă, vântul a căpătat o
direcție spre
S-SV, contaminarea a ajuns și în Europa Centrală, zona Balcanilor și o parte a
Mediteranei. Norul radioactiv a ajuns deasupra Români ei în zilele 29 și 30 aprilie 1986.
Atunci, masele de aer s-au mișcat în direcția V – SV. Deși, poluarea a ajuns la noi doar după
3-4 zile, totuși, au existat zone cu depuneri significante (Cosma 2002, Toader și Vasilache
1995). În primele zile după acciden t, 131I a avut cea mai mare contribuție la doza internă
angajată de populație, iar după dispariția acestuia, principalii factori au devenit 137Cs și 90Sr
(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 med iului în țara noastră (ANPM 2015 , Cosma 2002), s -a constatat că unele zone au
fost mai afectate de contaminare decât altele.
Zonele mai afec tate erau cele situate la nivelul munților, zonele în nord -estul țării și unele
locații în podișul Transilvaniei. Valorile cele mai scăzute au fost detectate în vestul țării
(Timișoara, Arad, Oradea, Satu Mare). Zonele mai poluate radioactiv au coincis cu traiectoria
norul ui radioactiv, respectiv cu precipitațiile adiacente.
Informarea populației a fost tardivă și incompletă privind contaminarea radioactivă și
posibilele efecte ale acesteia. Totuși, pe baza recomandărilor Ministerului Sănătății,

37
următoarele măsuri de protecție au fost aplicate începând cu data de 2 mai 1986 (ANPM
2015 ):
 controlul riguros al radioactivității din alimente,
 interzicerea evenimentelor culturale și sportive din data de 2 mai,
 aplicarea tratamentului cu iod stabil la co pii,
 recomandarea de a sta cât mai puțin în aer liber ,
 spălarea specială a fructelor și legumelor de consum .
După accident, dintre radionuclizii contaminanți (peste 20), iodul -131 și telurul -132 au
deținut cea mai mare pondere: 75 -85 % (ANPM 2015 ). 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 2015 ). Așadar, s -a acordat o atenție
deosebită iodului -131 în primele luni după accidentul de la Cernobâl.
Conținutul în apa potabilă din București avea maxima de 29 Bq / l pe 4 mai, iar media
pe țară a fost de aprox. 23 Bq / l și minima s -a măsurat în jud. Timiș (3,7 Bq / l). Și
alimentele s-au prezentat anumit e grade de contaminare cu 131I, care a fost în concordanță cu
nivelul contaminării din regiunea de unde au fo st analizate eșantioanele.
De exemplu, s -a urmărit gradul de contaminare a laptelui. Acest aliment în unele
regiuni a prezentat valori max. 10 000 Bq / l, media țării s -a situat la aprox. 1000 Bq / l. În
consecință, au fost introduse restricții de consum al laptelui . O anumită cantitate a fost
transformat ă în la pte praf, care apoi a fost stocat până ce 131I s-a dezintegrat.
Fructele , ciupercile și legumele , au prezentat valori maxime de ordinul sute de Bq / kg.
În București, u n meniu general pentr u o zi a atins maxima de aprox. 1000 Bq în perioada 6 –
10 mai . Prin dezintegrare, s -a micșorat treptat contaminarea alimentelor cu 131I. Așadar,
începând cu iunie 1986, s -a acordat atenție sporit ă măsurării stronțiului -90, cesiului -134, și în
special al cesiului -137.
În urma evenimentului de la Cernobâl, doza medie de expunere a omului ( calculată
pentru populația României în 1986 ) s-a aflat în intervalul 1,30 – 1,95 mSv ( ANPM 2015 ).
Ulterior , prin recalcularea dozei de expunere, s -a estimat că populația României a primit

38
aprox. 1 mSv pe un an de la accident . Din acest 1mSv se estimează că 0,82 mSv se datorează
contamină rii interne și 0,18 mSv iradierii externe. Aceste valori sunt comparabile cu alte state
europene: Finlanda -0,44 mSv, Italia -0,61 mSv, Polonia -0,95 mSv, Germania -max. 1,1 mSv,
Elveția -1,3 mSv.
În prezent, analiza condițiilor radioactive a alimentelor și a factorilor de mediu se
practică în mod regulat de două rețele de supraveghere, respectiv a Ministerului Sănătății și a
Ministerului Mediului (Figura nr. 7 .). Anual se calculează doza de expunere pentru
populație. Conform ANPM (2015), partea dozei de expunere datorată rad ionuclizilor
artificiali (provenite de la accidentul de la Cernobâl și testele nucleare ), constituie mai puțin
de 1 % din fondul natural de expunere .
Reactorii de la Cernobâl au fost închiși după 1986 , procesul a fost asistat și de fonduri
europene . În urma acestui accident, fiecare țară europeană și -a dezvoltat un sistem dozimetric
propriu care, asigură informații actuale și, după caz, anunță populația despre evenimente
radioactive.

Figura nr. 7 . Rețeaua de supravegherea radioactivității mediului din România
(Sursa: www.anpm.ro)
În prezent, populația României primește o doză efectivă anuală de aprox. 0,02 mSv
datorată căderilor radioactive care, au urmat accidentului nuclear de la Cernobâl, testelor
nucleare și altor activități poluante. În România, sursele actuale de poluare cu radionuclizi
sunt (Gabor și Cosma 2014):
 Reactoarele de cercetare, Institutul de Fizică Atomică (IFA) Măgurele -București;

39
 Reactoarele de încercări de 66 materiale, Institutul de Cercetări Nucleare (ICN)
Colibași -Pitești;
 Cimitirul Național de deșeuri radioactive slab activate Băița -Bihor;
 Stația de tratare a deșeurilor radioactive Măgurele -București și ICN Colibași -Pitești;
 Haldele de steril rezultat de la prelucrarea minereului de uraniu, Uzina „R” Feldioara –
Brașov;
 Exploatarea minieră Crucea, Exploatarea minieră Oravița -Banat;
 Sursele de mare activitate „Sigma”, ICN -Pitești;
 Sursele de mare activitate din marile unități de iradiere medicală sau industrială și
carotaj radioactiv; transportul minereului radioactiv și deșeurilor radioactive;
 Sursele de radiații în locul de stocare, folosire etc.
În concluzie, nivelul mediu de contaminare radioactivă a țării după evenimentul de la
Cernobâl a fost asemănător cu cel al altor state central și est -europene, adică sub 10 kBq /
m2, cu puține zone peste această valoare.
Principalii radionuclizi contaminanți, după accident, au ajuns rapid în plante, animale și
în organismul uman (din depuneri și aerosoli). 137Cs și 134Cs a prezentat valori până la câteva
sute de Bq / kg. 137Cs (și 134Cs, respectiv 90Sr), au fost decelați în alimente mulți ani după
accident, în mod firesc, conținutul radioactiv a scăzut, ajungând în prezent, în majoritatea
produselor alimentare, sub 1 Bq / kg. Se mai găsesc valori de zeci de Bq / kg în vânat, în
fructele de pădure și în ciuperci spontane.

40

2.3.3. Rolul de 137Cs în analize retrospective

Elementul cesiu
În prezentarea introductivă a metalelor alcaline pot rezulta experimente impresionante
în laboratoare de chimie anorganică: litiul, sodiul, potasiul se întâlnesc în mod spectaculos cu
apa. Și cesiul face parte din grupa metalelor alcaline, posedând numărul atomic 55. Seria de
experimente însă, bineînțeles, nu ajunge la acest el ement din tabelul periodic, deoarece acest
metal este foarte reactiv și piroforic. Elementul reacționează exploziv la atingerea apei și se
aprinde spontan în contact cu aerul. Așadar, este considerat ca și o substanță periculoasă și,
deci, atât depozitarea cât și transportul, respectiv utilizarea lui, necesită tratament special.
Chimiști i germani , Robert Bunsen și Gustav Kirchhoff au descoperit cesiul în anul
1860 cu ajuto rul liniei sale spectroscopice (Kirchhoff și Bunsen 1861 ). În experimentul lor
savanții au folosit cca. 44 000 de litri de apă minerală, din care după evaporare a rămas 240
kg de soluție cu diferite săruri. În urma unei serii de proceduri chimice, în final, au obținut
9,2 grame de clorură de rubidiu și 7,3 grame de clorură de cesiu. Elementul și -a primit
numele după cuvântul latin caesius, ce înseamnă albastru -celestin, în urma liniilor
spectroscopice de culoare albastră. Cesi ul a fost primul element descoperit cu ajutorul
spectrului.
În Sistemul Internațional (SI) una dintre unitățile fundamentale, este definită pe bază de
cesiu. Adică, secunda denotă durata a 9 192 631 770 de perioade ale radiației ce corespunde
tranziției dintre cele două niveluri hiperfine ale stării fundamentale ale atomului de cesiu -133
în repaus la temperatura de 0 K.
Cesiul este un element relativ rar în natură, se găsește în puține minerale și în mici
cantități (Butterman et al. 2005): beril, avogadrit , londonit , rodizit etc.
Polucitul (Cs2Al2Si4O12) este cel mai important minereu ce conține cesiu, iar
depozitul cel mai semnificativ în acest sens se găsește lângă Lacul Bernic din Canada . Se mai
găsește polucit și în Zimbabwe și în Namibia . Potențial redus de exploatare de cesiu mai
există și în Afganista n, China, USA, Italia, Tibet, Brazilia, India, Suedia etc. Cesiul stabil este
utilizat în diferite domenii, dintre care cel mai semnificativ este exploatarea de petrol. Se mai

41
utilizează în ceasuri atomice cu diferite întrebuințări unde timpul exact este e sențial: satelite,
avioane, internet etc. Cesiul -133 are utilizare și în electronică, de ex. la televizoare, aparate
radio, laser.
Din punctul de vedere al proprietăților fizico -chimice, cesiul este un metal moale, de
culoare argintie -aurie, cu un punct de topire de 28,4 °C. Se poate afla în stare lichidă sau într –
o stare de trecere dintre starea lichidă și cea solidă la temperatura camerei. Nu are niciun gust
sau miros asociat (Williams et al. 2004).
Este element cu electronegativitate mică. Are un singur izotop stabil 133Cs, și peste 30
de izotopi radioactivi, dintre care cel mai popular, și cel mai frecvent utilizat este 137Cs
(Butterman et al. 2005).

42

Radionuclidul artificial 137Cs

Radioizotopul 137Cs are un timp de înjumătățire de 30,17 de ani, emite radiații beta și
gama (Figura nr. 8 .).
Se descompune într -un izotop cu viață scurtă 137m Ba prin radiații beta, iar cel din urmă
ajunge la forma non -radioactivă cunoscută ca bariu , 137Ba.

Figura nr. 8 . 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 par curge distanțe mari.
Elementul 137Cs apare în diferite procese de radioactivitate artificială (EPA 2016). Se
produce cesiu -137 prin fisiune nucleară pentru utilizare în aparate medicale și în diferite

43
instrumente de măsurat. Acest izotop apare și ca produs secundar în reactoarele nucleare și în
testele de arme nucleare.
Radionuclidul descris, respectiv radiațiile gama emise de el sunt utilizate în diverse
domenii (Butterman et al. 2005). În medicină se utilizează ca sursă de radiație în diferite
tratamente de cancer. În gospodărirea apelor și canalelor este implicat în sterilizarea
nămolului. În industrie apare în procesele de control și măsurare ale unor fluide.
Se utilizează și în calibrarea unor aparete, de ex. cea de Geiger -Müller. Este utilizat și
în industrie, de ex. în măsurarea densității solului, în calcularea umidității cimentului, în
determinarea grosimii a unor materiale (hârtie, table de metal etc.).
Acest radionuclid, cu viață relativ lungă, este utilizat și în cercetarea mediului și este
considerat cel mai bun indicator de poluare radioactivă din perioada post -Cernobâl.

137Cs: indicator de contaminare radioactivă în perioada post -Cernobâl

După accidentul de la Cernobâl, prin spectrometrie gama , 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 2015 , Cosma 2002). Dintre aceștia, după
iunie 1986, s -a acordat atenție deosebită cesiului -137, cesiului -134 și stronțiului -90.
Radionuclidul 137Cs a avu t gradul cel m ai ridicat de contaminare, și a fost urmat de 134Cs,
respectiv 90Sr. În prezent, 134Cs a scăzut semnificativ prin dezintegrare (timpul de
înjumătățire fiind de aprox. 2 ani). Stronțiul -90, datorită conținutului redus, se determină în
mod complex prin procedee radiochimice. Cesiul -137, însă, se determină relativ ușor,
îngăduind niște rezultate și concluzii valoroase. În mai 1986, măsurătorile efectuate în
România asupra unor componente din mediul înconjurător au arătat că iarba era una dintre
cele mai contaminate elemente din cadrul ecosistemelor terestre (Cosma 2002). Prin
intermediul ei însă, s -a contaminat rapid întregul lanț trofic. S -au măsurat zilnic situația de
polen și ouă, și s -a constatat că ele pot fi utilizat e ca și biomonitori din perspectiva poluării
aerului și solului.

44
În România, depunerile de 137Cs 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. 9.). O apreciere și mai exactă a distribuției zonale de 137Cs 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. 10 .).

Figura nr. 9. Depunerea de 137Cs în România ( preluat din Begy 2009)

Figura nr. 10 . Harta poluării cu 137Cs a Transilvaniei ( preluat din Begy 2009)

45

Tabelul nr. 4. Cesiu -137 în Transilvania ( preluat din Begy 2009)

46
Valorile cele mai ridicate, privind contaminarea solului cu 137Cs 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 2015 ).
Majoritatea radionuclizilor s -au așezat în stratul superficial al solului nelucrat, contaminându –
l încă mult timp după accident. Prin migrare în straturile profunde și în vegetație , respectiv
prin resuspensie s-a realizat r educerea contaminării solului . Analizele asupra contaminării a
alimentelor de origine animală au arătat valori mici în urma scăderii activității cesiului din
apă, aer și vege tație.
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 2015 ). Cesiul din corpul uman a scăzut mult pe parcursul anilor 1986 – 1987 , datorită
reducerii prin dezintegrare a radionuclidului și eliminării prin metabolizare (timpul de
înjumătăț ire biologică pentru om este între 50 – 150 zile).
După accident, conținutul 137Cs și 134Cs în lapte și produse lactate a prezent at valori
foarte diferite (10 – 500 Bq / kg sau Bq / l), dar a scăzut cu aprox. un ordin de mărime în anul
1987 ( ANPM 2015 ). 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. Ciupercile și fructele de pădure
(mai ales cele din zona mont ană) reprezintă alimente care mai prezintă un nivel moderat de
contaminare cu 137Cs.
Ecosistemele terestre și acvatice au fost studiate intensiv în întreaga Europa și fosta
URSS, din perspectiva contaminării radioactive după accidentul de la Cernobâl. S -a
considerat importantă analiza circuitului radionuclizilor la diferite nivele de organizare a
materiei vii. Așadar, avem studii valoroase privind păduri, fânețe, pășuni, diferite populații de
animale, precum și anumite tipuri de agro -ecosisteme (Ahman B. și Ahman G. 1994, Bunzl et
al. 1989, Constantinescu et al. 1988, Fesenko et al. 2001, Goor și Thiry 2004, Ronneau et al.
1991, Soukhova et al. 2003). În ecosistemele acvatice, nivelul de contaminare a fost relativ
redus datorită diluției. Astfel, în România 137Cs în anul 1986 a prezentat valori până la 50
mBq / l, iar din anul 1987 a scăzut sub 10 mBq / l ( ANPM 2015 ).

47

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
Produse lactate 10-500 61,98 5,07-16,61 –
Carne 50-300 47,50 1,31-39,25 0,014 -10,18
Mezeluri 10-727 23,19 1,50-19,15 –
Produse din cereale 50-100 42,16 1,01-12,15 0,251
Legume și 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 137Cs (Bq / l sau Bq / kg) în unele alimente,
în perioada 1986 -2003 (Adaptat după ANPM 2015 )

A fost evidențiat faptul că ecosistemele forestiere sunt complexe și că arată
particularități față de celelalte ecosisteme din perspectiva radionuclizilor, deoarece pădurea
funcționează ca și un rezervor natural (Calmon et al. 2008). S -a arătat că, pe termen lung,
rezervorul principal este solul, contribuind astfel la contaminarea plantelor. Cercetări
efectuate în 1986 privind vegetația țării au arătat că radionuclizii au ajuns în plante în primul
rând din atmosferă prin frunze, iar prin sol și rădăcină pătrunderea era nesemnificativă
(Constantinescu et al. 1988). Mai târziu, aceste considerente au fost confirmate și pe plan
internațional, de exemplu s -a dovedit că la arbori accesul principal al radionuclizilor este
depunerea lor la nivelul coronamentului în condiții uscate sau umede (Fesenko et al. 2003).
Din coronament elementele contaminante au ajuns în celelalte părți ale arborilor prin
activitățile fiziologice ale plantelor, precum și pe sol cu ocazia căderii frunzelor (Shcheglov
et al. 2011, Fesenko et al. 2003).
În prezent, solul este considerat în continuare o sursă de contaminare. Absorbția
cesiului -137 este mai lentă la arborii bătrâni decât la cei tineri (Goor și Thiry 2004), în

48
concordanță cu ritmul lor privind procesele fiziologice. În trecut, însă, în primele luni după
accidentul de la Cernobâl principala sursă de contaminare era depunerea radionuclizilor din
atmosferă pe scoarța și alte părți ale plantelor lemnoase (Kuroda et al. 2013). Structura
scoarței, respectiv al ritidomului, influențează semnificativ modul în care au fost contaminate
plantele lemnoase. Indivizii tineri au totdeauna scoarța netedă, care este colorată, în funcț ie
de specie. Cu trecerea timpului, țesuturile moarte ale scoarței rezultate din activitatea
felogenului, cumulate cu parenchimul și liberul, generează ritidomul (Clinovschi 2005).
Ritidomul se poate exfolia circular (mesteacăn, cireș), în fâșii longitudin ale (tuia), în solzi
(molid, măr, platan). Ritidomul nu se exfoliază întotdeauna și atunci formează niște crăpături
caracteristice (ulm, cer, nuc), sau sub forma unor excrescențe de suber, cum întâlnim la
stejarul de plută și arborele de plută de Amur. Une le specii nu formează ritidom, așadar
poartă toată viața scoarța netedă (carpen, fag).
Pe parcursul anilor, după accidentul de la Cernobâl, schimbările principale în conținutul
de cesiu -137 al ritidomului arborilor apărut din cauza dezintegrării radioactiv e, respectiv în
urma proceselor fizice: difuziune, spălare, cădere etc. (Rulik et al. 2014, Zhiyanski et al.
2004). Atât structura anatomică, cât și procesele fiziologice ale arborilor susțin rezultatele
obținute de Fesenko și colaboratorii săi (2001 și 20 03): la indivizii bătrâni contaminarea prin
rădăcină sau frunze joacă un rol secundar. Așadar, sintetizând cele spuse mai sus despre
contaminarea arborilor cu 137Cs, știm că în prezent concentrația radiocesiului în ritidom este
proporțională cu cantitatea inițială (Cosma et al. 2016, Suchara et al. 2011).

49

3. METODOLOGIA DE DESFĂȘURARE A CERCETĂRII

Acest capitol de metodologie este asamblată din două părți, respectiv prima partea care,
se ocupă de radioactivitatea naturală și, fragmentul al doilea care, prezintă aspectele legate de
radioactivitatea artificială. În primul subcapitol, intitulat măsurarea concentrației de radon din
mofete și calcularea dozei, vor fi prezenta te particularitățile mofetelor investigate din județul
Covasna. În con tinuare, vor fi prezenta te câteva aspecte teoretice privind mă surarea
radonului. În final, sunt detalia te desfășurarea proceselor de colectare și prelucrare a datelor.
În subcapitolul al doilea, intitulat Cesiu -137 în scoarț e de copaci și probe de sol, va fi
prezenta t locația studiului de caz, accentuând acele aspecte al terenului investigat care, sunt
importante din perspe ctiva metodologiei. În plus, vor fi detalia te într-un subcapitol structura
macroscopică a scoarței, respectiv anumite aspecte de anatomie și fiziolo gie care, sunt
esențiale din perspectiva capacității de acumulare d e radiocesiu. În continuare, va fi descrisă
desfășurarea de pre levare a probelor. În final, vor fi detalia te analizele din laborator, în
special spectrometria gama.

3.1. Măsurarea concent rației 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 d e tip RSKS (RadoSys), utilizate în această cercetare. În final, este
prezentat prelevarea și prelucrarea datelor.

50

3.1.1. Descrierea mofetelor investigate
Mofetele din județul Covasna au fost descrise succint într -un subcap itol separat mai
sus. Aici, vor fi prezenta te doar mofetele în care au fost efectuat e măsurători de radon în
cadrul acestei cercetări. La unele mofete măsurătorile au fost repetate.
Peștera Puturoasă
Emanațiile de gaze ale regiunii Bálványos nu sunt mofete tipice, deoarece pe lângă
componenta principală (CO 2) 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 î ntre cele trei tipuri de emanații postvulcanic e: mofete, solfatare,
fumarole.
Este mofeta cu cea mai vastă literatură din jud. Covasna (Barti et Varga 2006,
Fridvaldszky 1767, Hermann A. 1911, Jánosi et al. 2005, Jánosi et al. 2013, Kisgyörgy et
Dukrét 200 1, Kisgyörgy Z. 1985, Kisgyörgy 2013, Kisgyörgy et al. 1982, Kónya et Kovács
1970, Szabó et Szabó 1981, etc.). Peștera Puturoasă este situată pe Muntele Pururosu (în
limba maghiară Büdöshegy). Această zonă apare în scris deja în secolul al XIV -lea, într -o
scrisoare în limba latină, sub forma „Bydoshyg”.
Peștera se situează la o altitudine de 1052 m pe panta Muntelui Puturosu’ aparținând de
Băile Bálványos (comuna Turia). Emană gaze mofetice intr -o cantitate mare, aprox. 2880 m3
pe zi, are o lungime de 14 m și este considerat ă cea mai mare mofetă din România, respectiv
una dintre cele mai mari mofete naturale din Europa (Szabó Á. 1978, Szabó E. 1998).
Mirosul specific al zonei se datorează hidrogenului sulfurat, componentă importantă al
gazului emanat din perspectiva tratamentelor balneologice. În zona Muntelui Puturosu există
emanații intense de gaze mofetice, ce conțin dioxid de sulf, ajungând la suprafață generează
depuneri de sulf pe pereții cavernelor. Se remarcă și prezența în ape sau gaze a alaunului
(sulfatul dublu de aluminiu și potasiu -KAl(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

51
siguranță la capătul din interior. Până la gratii rămâne aprox. 6 m, care poate fi utilizat in
scopuri medicale și de agremen t (Figura nr. 11 .).
Mulți localnici utilizează această mofetă în scopuri terapeutice în mod regulat.
Totodată, fiind și o atracție turistică, mulți turiști (inclusiv cei din străinătate) se întâlnesc cu
noțiunea și cu experiența de mofetă aici. În prezent, utilizarea peșterii nu este supravegheată
sau controlată. În perioada comunismului un sanatoriu din vecinătate a inclus în gama
tratamentelor medicale. În locul sanatoriului a fost înființat un hotel **** , și acesta oferă
servicii de calitate în domeniul spa. Locația aparține unei arii protejate din cadrul rețelei
Natura 2000: situl Ciomad -Bálványos. Custodele acestei arii protejate este Asociația Vinca
Minor.
Primele analize chimice se datează de la Ilosvay Lajos (1895), el a stabilit că gazul
mofetic co nține 95,49 % CO 2, 3,64 % N2, 0,01 % O2, 0,56 % H2S. Aceste au fost precizate
ulterior (Szabó 1998). Szabó Endre a stabilit: 92,46 % CO 2, 4,40 % N2, 2,60 % O2, 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 mofetice, însă Peștera Puturoasă
este cea mai mare și cea mai frecventată.

Figura nr. 11 .
Intrarea amenajată de la Peștera Puturoasă
situat în aria protejată Ciomad -Bálványos

52

Mofete în orașul Covasna

Începuturile utilizării emanațiilor de gaze în scopuri terapeutice în orașul Covasna se
pierd în ceața istoriei îndepărtate. Ca de multe ori în istoria științelor, și în Covasna, utilizarea
efectelor benefice ale mofetelor pe baza experienț elor empirice a depășit cu secole rezultatele
cercetărilor medicale.
Covasna este un orășel situat în partea de Sud al lanțului vulcanic din Carpații Orientali,
la aprox. 600 m altitudine. Mofetele și apele minerale sunt atracțiile principale ale acestui
stațiuni balneo -turistice.
Mofeta principală al orașului se situează în Spitalul de recuperare cardiovasculara Dr.
Benedek Géza (Figura nr. 4. și Figura nr. 6.). Aici tratamentele clasice (cu medicamente)
sunt combinate cu factori naturali (ex. băi terapeutice, mofetă, alimentație adecvată, cure de
băut și bioclimat). În anii ’70 medicul principal și directorul spitalului, Dr. Benedek Géza a
inițiat ca gazele pentru mofetă să fie separate din ape minerale provenite din foraj. Mofeta
spitalului utiliz ează această metodă și în prezent, mofeta primește gazul dintr -un foraj de 168
m. Este mofeta cea mai mare din lume în privința suprafeței bazinului uscat (Csige 2008).
Alte mofete din orașul Covasna aparțin la unități turistice cum ar fi: “Hotel
Hephaisto s”, ”Hotel Dacia” și ”Hotel Bradul”. Unele emanații de gaze sunt controlate de
familii, de ex. Bardócz și Bene ( Figura nr. 12 .).

Figura nr. 12 .
Mofeta Bene, care este una dintre
cele amenajate în case particulare
(orașul Covasna)

53
Szabó E. (1998) a studiat proprietățile fizico -chimice ale mofetelor din Covasna.
Dioxid ul de carbon era prezent în proporție de 80,70 -95,30 %. Oxigenul a arătat valori între
0,70 și 3,20 %. Nitrogenul era prezent în fiecare mofetă: 4,00 -16,40 %. Pentru Radon -222 a
obținut valori între 1,04 și 19,54 Bq / l. Fizicianul Gyila S. monitorizează permanent
caracteristicile fizico -chimice ale mofetei din cadrul spitalului de recuperare cardiovasculara
Dr. Benedek Géza și condițiile meteorologice locale.

Mofeta de la Hătuica

Satul romano -catolic din perspectiva administrației publice aparține de comuna
Cătălina și se situează la o altitudine de 546 m. Unele fântâni și pivnițe din Hătuica conțin
gaze mofetice. Așadar, localnicii sunt obișnuiși cu caracteristicile emanațiilor de gaze și
apelor minerale și le utilizează în diferite scopuri în mod empiric de secole.
Satul este străbătut de axa Covasna -Turia, așadar localitatea este bogată în gaze
mofetice și ape minerale. Bányai János denumește satul apelor minerale, iar Orban Balázs
menționează că aproape că nu se găsește apă „dulce” în sat (Jánosi et al. 2013). Utilizarea
organizată a gazului mofetic din Hătuica a început în anii 1970. În centrul nou de tratament
(construit în 2011) personalul educat oferă serviciile de mofetă, baie cu apă minerală și sală
de fitness, Figura nr. 13 .

Figura nr. 13 . Mofeta de la
Hătuica este situată într -o
clădire nouă în centrul
satului
(comuna Cătălina, satul
Hătuica)

54

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 Car patină Ard eleană a marcat trasee turistice încă din această perioadă. Regi na
Elisabeta (Sissi) a decedat în 1898, și atunci în memoria ei, s -a numit izvorul central de apă
minerală Izvorul Elisabeta. Izvorul Jenő ne amintește de pictorul Gyárfás Jenő, vila lui s -a
situat în apropierea izvorului (a fost demolat în 1982). Apele minerale din Șugaș Șăi 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 B araolt.
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. 14 .)
stă la dispoziția localnicilor și turiștilor: pârtii de schi, piscină, parc de aventură etc.

Figura nr. 14. Clădirea mofetei din
Șugaș Băi aparține de primăria municipiului
Sf. Gheorghe

55

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 gama . Așadar, măsurarea
activităților sau a concentrațiilor de radon și descendenți din probe de mediu se poate efectua
și prin spectrometrie alfa sau gama (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
concentr ației. 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 car e rezultă un șir
de valori instantanee ale concentrațiilor. Așadar, aceste tehnici permit studiul
variațiilor temporale ale concentrațiilor de radon. Sunt utile în cercetări de geofizică,
sunt metode de bază de diagnostic al radonului de interior, și se ap lică și în testarea
tehnicilor de remediere.
 măsurători integrate, în general de lungă durată, care oferă o determinare a unei
singure concentrații, o medie pe o perioadă lungă, de la câteva zile până la câteva luni.
Aceste metode sunt frecvent utilizate p entru 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, dete ctorii de radon, toron și
descendenți se grupează în două mari categorii: detectori activi și pasivi (Cosma and Jurcuț
1996, Papp 2011). Detectorii activi sunt cei care necesită o sursă de alimentare (curent
electric sau acumulatori) pentru înregistrarea c oncentrațiilor măsurate. La detectorii pasivi
sursa de alimentare nu este necesară.

56

Acest avantaj face ca detectorii pasivi să fie folosiți cu ușurință în măsurători integrate,
pe termen lung. Categoria detectorilor activi include detectorii cu scintilați e, 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 cantită ții 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 baz ează pe proprietățile speciale ale materialelor
scintilatoare [ZnS (Ag)], unde energia particulei alfa este convertită în fotoni de scintilație,
care sunt înregistrați de un tub fotomultiplicator.
Precizia și acuratețea tehnicilor de măsurare sunt aspecte importante, mai ales pentru că
activitățiile de radon, toron și a produșilor sunt adesea mici (Papp 2011). Erorile de măsurare
apar din mai multe motive:
 caracterul statistic al dezintegrării radioactive,
 variațiile în răspunsul detectorului,
 interferențe cu emisiile altor radionuclizi,
 nivelul de fond al măsurătorii.
În cazul concentrațiilor mici de radon de interior, eroarea din cauza dezintegrării
radioactive devine proeminentă. Îmbunătățirea preciziei de măsurare la nivele mici de radon
se poate realiza prin mărirea timpului de măsurare, sau prin creșterea volumului de detecție al
probei. Alte surse de erori pot fi menținute cu grijă, la mai puțin de 15 %.

57

3.1.3. Detectori de tip RSKS (RadoSys)

Pentru mă surarea radonului din mofete au fost folosit e detectori de urme din corp solid
CR-39, tipul RSKS (RadoSys 2016), Figura nr. 15 . Este recomandată utilizarea acestor
detectori pe o perioadă de 20 -80 zile. Fiecare detector are un număr ID individual, pe baza
căruia se face identificarea lor. Apl icabilitatea 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. 15 . 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. 16.), implicând următoarele etape (Dinu et al. 2011):

58
 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 fina l, în scopul calculului concentrației de radon, prelucrarea statistică a
rezultatelor și interpretarea numărului de urme citite la microscop.

Figura nr. 16. Sistemul RadoSys 2000 folosit pentru m ǎsurarea concentrațiilor de
radon, Laboratorul de Radioactivitatea Mediului și Datare Nuclearǎ, Universitatea
Babeș -Bolyai , Cluj –Napoca

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;
 Institu tul de Fizică Nucleară PAN, Cracovia, Polonia;

59
 Universitatea din Pannonia, Veszprém, Ungaria;
 RADON Company, Praga, Republica Cehă
 Laboratorul SARAD Geolab din Dresda, Germania.
Scopul acestor intercomparări internaționale este diminuarea erorilor prin c alibrare și
îmbunătățire a metodelor de măsurare. Cu sistemul RadoSys 2000, folosit pentru măsurarea
de concentrațiilor de radon, Laboratorul de Radioactivitatea Mediului și Datare Nucleară,
Universitatea Babeș -Bolyai (Cluj -Napoca) a obținut erori sub 5 %, ceea ce în practica
măsurătorilor de radon rep rezintă un rezultat foarte bun.

3.1.4. Prelevarea și prelucrarea datelor

În această cercetare a fost utilizată metoda integrată a detectorilor de urme din corp
solid CR -39, constând în măsurători pasive cu d etectori de urme CR -39 (RadoSys) în aerul
din interiorul mofetelor. Această modalitate reprezintă una dintre metodele cele mai eficiente
pentru măsurarea concentrației de radon în spații interioare.
Au fost selectat e 9 mofete frecventate cu scop medical și de agrement din județul
Covasna. Dintre ele, în orașul Covasna, se află următoarele mofete: Bene, Bardócz, Dacia,
Hephaistos, Bradul și cel al Spitalului. Celelalte 3, adică cea din Hătuica și Șugaș Băi ,
respectiv cea de la Peștera Puturoasă, sunt și ele mofete circulate.
În studiul de față câte 6 detectori de urme CR -39 s-au expus în 9 mofete din jud.
Covasna, în trei perioade între 2012 -2015, conform Tabelului nr. 6. În acest tabel, din
coloanele D -F, se poate observa că detectorii au fost expuse pentru 32-50 zile. Totodată,
reiese și faptul că măsurătorile au fost repetate în 5 din cele 9 mofete, respectiv în mofetele
Bardócz, Bene, Șugaș Băi , Hătuica și Peștera Puturoasă . Pentru calculele generale au fost
folosit e, 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. 17 .), 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 montat e câte 2 detectori. În plus, au
fost folosit e detectori, ca și martori, pentru asigurarea unor rezultate cât mai precise.

60
Distribuirea, respectiv preleva rea detectorilor și procesarea rezultatelor s -au realizat în
conformitate cu protocolul de măsurători și cu respectarea progr amului de asigurare a
calității.

Tabelul nr.6. Mofete și perioade: măsurători de activitate de radon în județul Covasna

Figura nr. 17 . Distribuirea detectorilor pe 3 nivele (Poze : Mihálcz Sz. și Tóth P.)
1. Peștera Puturoasă, 2. Mofeta din Hătuica, 3. Mofeta din Șugaș Băi , 4. Mofeta Bene
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.

61
Procesarea și analiza s -au realizat în Laboratorul de Radioactivitatea Mediului și Datare
Nucleară din cadrul Universității Babeș -Bolyai din Cluj -Napoca, această fază a cercetării a
implicat mai multe etape. Etapa de developare includea gravarea chimică într -o soluție de
NaOH de concentrație 6, 25 molar, timp de 4,5 h, la o temperatură de 90oC. Această etapă a
fost urmată de numărarea urmelor de particule alfa de pe suprafața filmului sensibil de
plastic. Urmele de particule alfa de pe suprafața filmului sensibil de plastic s -au citit cu
ajutorul microscopului optic RadoMeter 2000 RadoSys. S-a calculat concentrația medie de
radon în Bq / m3 pe baza densității urmelor de particule alfa / mm2, utilizând formula de mai
jos (Cosma et al. 2009, Cosma et al. 2013, Cucoș et al. 2012):

CRn = p  Fc / t CRn – conc entrația de radon calculată [Bq ·m-3 ]
p – densitatea de urme măsurată [urme mm-2 ]
Fc – factorul de calibrare
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 valor ilor de concentrații de radon a fost
calculat doza efectivă pentru un tratament general, utilizând formula următoare (Cucoș et al.
2014, Harrison și Marsh 2012):

ED = CRn  K  F  t CRn-concentrația de radon Bq·m-3
K-factor de conversie [nSv (Bqhm-3)-1],
ICRP -9 și UNSCEAR 12
F-factorul de echilibru 0,4
t-timpul petrecut în mofetă h

62

3.2. 137Cs în scoarțe de copaci și probe de sol

Această parte a tezei include patru subcapitole. Primul subcapitol conține descrierea
terenului investigat. Partea a doua include structura macroscopică a scoarței, respectiv diferite
aspecte privind anatomia și fiziologia arborilor. Subcapitolul al treilea prezintă prelevarea
probelor de sol și de scoarță. În final, este prezentat activitatea din laborator, respectiv
spectrometria gama.

3.2.1. Descrierea terenului investigat, zona Ciomad -Bálványos

Probele de scoarțe de copaci și cele de sol au fost prelevate din situl Ciomad –
Bálványos. Acest sit are codul ROSCI0037, face parte din rețeaua Natura 2000, și este Sit de
Importanță Comunitară (AVM 2016). Aria totală este 5993 ha, și se află pe teritoriul
administrativ al comunelor Bixad și Turia, jud. Covasna. Situl Ciomad -Bálványos se află la
Nord de Munții Bodocului și constituie partea sudică a Munții Harghitei. Situl, l a Nord, se
învecinează cu un alt sit din rețeaua Natura 2000, respectiv cu Tinovul Mohoș -Lacul Sf. Ana
(ROSCI0248). La Vest, se suprapune pe o suprafață de 1897,70 ha, cu situl de Protecție
Specială Avifaunistică Munții Bodoc -Baraolt (ROSPA0082). Custodele sitului Ciomad –
Bálványos este Asociația Vinca Minor. Fauna zonei este variată. Dintre carnivorele mari
apare lupul ( Canis lupus ), râsul ( Lynx lynx ), ursul ( Ursus arctos ), etc. Mai multe specii de
lilieci au fost identificate, printer care Barbastella barb astellus , 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, Sy mphyto Fagion și Luzulo Fagetum , păduri de
gorun cu carpen (Galio Carpinetum ), turbării cu vegetație forestieră . Dintre plantele prețioase
din punct de vedere botanic, merită amintit Ligularia sibirica (Curechi de munte ), specie
relictă de importanță comunitară.

63
Masivul Ciomad -Puturosu constituie cea mai tânără formațiune vulcanică a Munților
Harghita. Altitudinea medie este de 914 m, altitudinea minimă fiind de 641 m iar altitudinea
maximă este 1244 m (AVM 2016). Relie ful este caracterizat de o energie de relief mare, cu
variații semnificative a înclinării versanților, deține grote și peșteri. Situl se încadrează în
regiunea biogeografică alpină și continentală. Specificul zonei sunt fenomenele
postvulcanice, precum mof ete și ape minerale.

3.2.2. Structura macroscopică a scoarței, aspecte de anatomie și fiziologie

Cunoașterea scoarței, respectiv al părților anatomice principale ale trunchiului arborilor,
sunt indispensabile pentru interpretarea corectă a prezenței ces iului-137. Structura
macroscopică se poate evidenția prin diferite secțiuni al trunchiului unui arbore. Secțiunea
poate fi radială (cuprinde în planul ei axa trunchiului), tangențială (paralelă cu axa
trunchiului, fără să o cuprindă în plan) sau transversa lă (perpendiculară pe axa trunchiului).
În cazul nostru, dintre aceste trei tipuri de secțiuni, cea din urmă, cea transversală este
interesantă.
De la exterior spre axa cilindrului lemnos, distingem următoarele zone concentrice
(Beldeanu 2001, Clinovschi 2 005, Popa 2004):
 Scoarța (sau coaja) este formată din două straturi. Stratul exterior, numit și ritidom,
este format din țesuturi moarte și dure, cu rol de apărare al plantei (în special
trunchiul) împotriva dăunătoril or, respectiv factorilor termici și me canici
nefavorabile. Stratul din interior, numit și liberul, care este format în majoritate din
vase liberiene, cu roluri de conducere al sevei descendente, de rezistență mecanică și
de depozitare. Liberul este format din celule vii, și este situat în veci nătatea imediată a
cambiului. Grosimea cojii variază în funcție de specie, vârstă, condiții staționale, etc.
Totodată, grosimea scoarței variază și de -a lungul trunchiului, micșorează dinspre
colet spre vârf, prezentând valori maxime la bază.
 Cambiul (sau zona generatoare libero -lemnoasă) se găsește imediat sub scoarță. Este
nevizibil cu ochiul liber, fiind alcătuit dintr -un singur strat de celule vii. Acest strat

64
are capacitatea de a divide, și are rolul de a forma celulele cu care arborele crește în
perio ada 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 fiziolo gic. Duraminificarea denotă
procese de transformare de ordin anatomic, fizic și chimic în creșterile anuale mai
depărtate de cambiu. Zona interioară este numită duramen, și este formată din țesuturi
duramenificate. Duramenul este inactiv fiziologic dar are rol mecanico -structural.
 Măduva este partea centarlă a trunchiului. Ea este formată din celule moarte și pline
cu aer. Formează țesuturi moale, rarefiate și lipsite de rezistență.
Din perspectiva prezentei cercetări, scoarța este zona principală. Așadar, sunt
importante de urmărit particularitățile anatomice și fiziologice ale celor două părți
componente, respectiv al ritidomului și al liberului. Un aspect important, din perspectiva
prelevării probelor, este diametrul arborilor în funcție de vârsta acestor a.
Diametrul arborilor variază în funcție de mai mulți factori, cum ar fi specia, solul,
condițiile meteorologice etc. În jud. Covasna majoritatea pădurilor aparțin la clasele al II -lea
și al III -lea de producție. În aceste condiții, în general, la gorun arborii de peste 50 de ani au
un diametru peste 24 cm; aprox. 30 cm la 75 ani, 34 cm la 80 ani și 40 cm la 110 ani. La
molid la vârsta de 50 de ani, în condițiile zonei cercetate, avem diametru de aprox. 30 cm, iar
cca. 34 cm la 60 de ani, 44 cm la 80 de a ni.

3.2.3. Prelevarea probelor
În perioada 17 -21 august 2013. au fost prelevate 31 de probe de scoarță de copaci din
aria protejată Csomad -Balvan yos, jud. Covasna ( Figura nr. 18. ). Dintre aceste probe 16 erau
de gorun ( Quercus petraea ) și celelalte 15 de molid ( Picea abies ). Probele au fost colectate
conform metodologiei aplicate pe plan internațional (Cosma et al. 2016, Fesenko et al. 2003),
respectiv:
 arbori de min. 50 -60 de ani,
 înălțime 1,3 m,
 direcția NV.

65

Figura nr. 2 8. Probe de scoarțe de copaci din zona Ciomad -Bálványos

66
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 137Cs, 40K, 232Th etc. între probele prelevate din partea de Sud, respectiv de
Nord. Cosma et al. (2016 , ANEXA NR. 2. ), însă, atrag atenția la posibilitatea și originea
diferențelor în acest sens. Așadar, probele noastre de scoarță au fost colectate din partea de
NV.
Probele au fost c olectate simplu, de mână (b) sau folosind o șurubelniță (a), Figura nr.
19. Prelevarea s -a limitat la aprox. 3 mm la molid, și 5 -8 mm la gorun. Mostrele au fost
uscate, pulverizate și omogenizate. Masa uscată a fost de 30 -50 g / probă.

Figura n r. 19 . Colectarea probelor de scoarță ( preluat din 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. 20 .). Recoltarea probelor s -a realizat în locuri necultivate cu
ajutorul unui ci lindru de fier (carot) având 20 cm înălțime și 6 cm diametru. Pentru fiecare
punct de lucru a fost stabilit, cu ajutorul GPS -ului, coordonatele geografice. În locațiile 1, 2,
7, 8, cele din afara ar iei protejate, probele de sol au fost tratat e în mod simplu. În locațiile 3-
6, însă, a fost realizat câte un profil, respectiv: 0 -5 cm, 5 -10 cm, 10 -15 cm și 15 -20 cm. După
recoltare, solul a fost plasat în pungi de plastic, și a fost etichetat cu informațiile prelevării.
Probele de sol au fost uscat e și omogenizate. Analiza probelor de sol s -a realizat în
cadrul Facultății de Știința și Ingineria Mediului, la Universitatea Babeș -Bolyai.

67

Figura nr. 20 . Probe de sol din zona Ciomad -Bálványos
LIMI TA SITU LUIPROBE DE SOL

68

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 pari tățile acestor stări, duratele
lor de viață, precum și momentele magnetice și electrice ale acestora. Spectrometria  constă
în studiul spectrelor radiațiilor  emise de diferiți radionuclizi, în scopul identificării și a
determinării lor cantitative. Spec trometria gama include realizarea și interpretarea spectrului.
Figura nr. 21 . prezintă forma generală a unui spectru gama .

Figura nr. 21. Forma generală a unui spectru gama

Metoda permite recunoașterea selectivă a radionuclizilor dintr -un amestec de
radionuclizi naturali sau artificiali. Sensibilitatea metodei este de ordinul ppm (10 6)-ppb (10
9). Spectrometria  se bazează pe faptul că emisia radiațiilor  corespunde tranzițiilor
cuantice dintre diferitele nivele energetice ale unui nucleu; adică radiațiile  sunt emise cu
energii discrete, caracteristice radionuclizilor din care provin.
Detectorii de radiații sunt specifici radiației detectate , , sau n . Ansamblul care
realizează măsurătoarea, se numește spectrometru și include detector, preamplificator,
amplificator, analizor și înregistrator. În scopul recunoașterii radionuclidului căruia îi
corespunde o spectrogramă înregistrată, este necesară etalona rea sau calibrarea

69
spectrometrului în energii și determinarea pragului de amplitudine al selectorului (sub care
pulsurile nu pot fi măsurate).
Interacțiunea fotonilor cu materialul aparatului asigură detectarea radiațiilor gama.
Efectul fotoelectric, efect ul Compton și producera de perechi sunt cele trei procese prin care
are loc interacțiunea menționata. Secțiunea eficace care depinde de energia fotonului
determină probabilitatea proceselor.
La energii mici predomină efectul fotoelectric (fotonul își predă energia unui electron).
Fotonul este deflectat de pe traiectoria originală (cu sau fără pierdere de energie) în cazul
efectului Compton. Un electron este scos de pe orbită în urma ciocnirii cu fotonul, în caz că
energia este mai mare decât energia minima de legătură . Fenomenul se întâlnește la energii
mai mari de 1 Mev și este modul dominant de interacțiune. Producerea de perechi se
datorează faptului că fotonul dispare în câmpul nucleului sau electronului și dă naștere la o
pereche de electron –pozitron, are loc la energii mari .
Din cele trei procese menționate mai sus ( efectul fotoelectric, efectul Compton și
producera de perechi ) rezultă absorbția radiațiilor gama, și apariția unor electroni cu energie,
care est e degajată detectorului prin procese de ionizare sau excitare. In detector apar purtători
de sarcină care sunt culeși și dau naștere unor impulsuri de curent sau tensiune. Amplitudinea
impulsurilor este direct proporțional cu energia fotonului absorbit.
În zilele noastre două tipuri de detectori cu semiconductori sunt uzuale, care au la baza
monocristale de Ge și Si. În configurații speciale, acești detectori se pot folosi la detectarea
radiațiilor beta și particulelor încărcate. Apar impulsuri de curent la trecerea particulelor
ionizante prin semiconductor, adică particula ionizantă va transmite energie electronilor din
rețeaua cristalină, electronii părăsesc zona de valență și intră în zona de conducție formându –
se perechi electron –gol. Energia necesară fo rmarii unei perechi este de 3.3 eV la Si si 2.8 eV
la Ge. Această energie este cu aprox. de 10 ori mai mic decât energia necesara în cazul
formării unei perechi de ioni în detectori cu gaze și de 100 ori mai mic decât energia necesara
emiterii unei cuante la detectori de scintilații. Așadar, la o energie dată în detectorul cu
semiconductori se formează un număr mai mare de purtători de sarcină față de alți detectori.
Din acest fapt rezultă că rezoluția detectorilor cu semiconductori este mult mai mare.
Trep tat s –au dezvoltat mai multe tipuri de detectori cu semiconductori. La fiecare
exista, însă, pierdere la culegera purtătorilor de sarcină, deoarece cristalele semiconductoare

70
conțin impurități și defecte de rețea cristalină într –o anumită măsură. În trecut , pentru
compensarea defectelor, s –au injectat ioni de Li în cristalul de Ge. Litiul compensează ca
donor impuritățile de acceptori. Acești detectori de tip Ge/Li, necesită însă răcire permanentă.
Tehnologia modernă a pus la dispoziție monocristale de Ge h iper pur, în care
conductibilitatea intrinsecă într –o structură de diodă este foarte scăzută. Acești detectori se
numesc HPGe. Unul dintre avantajele detectorilor HPGe este că nu necesită răcire, numai
când este cuplată o tensiune înaltă pe ele.
Analiza pr obelor, în cadrul acestei cercetări, s -a derulat în incinta Universității Babeș –
Bolyai, Facultatea de Știința și Ingineria Mediului, Cluj -Napoca. Măsurătorile gama –
spectrometrice s -au efectuat cu detectori HpGe de tip GMX, fabricat de firma Ortec (Figura
nr. 22 ). Eficiența relativă a detectorului este de 34 % pentru peak -ul Co -60 (1332 keV), și
rezoluția pentru acest pea k 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 a ctivității de cesiu -137 (Bq / kg). Controlul calității s -a realizat pe baza
materialelor de r eferință IAEA (Cosma et al. 2016 ).

Figura nr. 22 .
Măsurătorile gama -spectrometrice s -au efectuat cu detector HpGe

Când analizăm o probă, ridicarea spectrului durează cel puțin 12 de ore. În urma
procesului este obținut un spectru care conține multe informații. Identificarea peakurilor
apărute în spectru este primul lucru. Peakurile se identifică după energia la care a cestea apar.
Dacă peakurile apar și în fond, ariile nete ale acestora trebuie comparate (aria netă a peakului

71
din spectru se scade aria netă a peakului din fond pentru energia corespunzătoare). Din
informațiile obținute se calculează activitatea radionuclidului.
Se utilizează două tipuri de metode p entru calcularea activității. P rima variantă se
numește metoda relativă, adică proba măsurată se compară cu activitatea unei probe etalon.
Proba etalon , cu care se face compararea trebuie s ă fie în aceeași geometrie cu proba
măsurată și compoziția celor doi trebuie să fie asemănătoare. Dacă sunt deosebiri în
densitatea probei, trebuie aduse corecții. Activitatea probei se calculează printr –un raport
între intensități și activitate. Varianta a doua pentru calculare a activității este m etoda directă .
Pentru a folosi metoda directă trebuie determi nat eficiența cu care aparatul detectează
radiațiile pentru energia de interes a peak –ului. Calculând această eficiență, detect orul se
poate calibra.
In acest studiu, c oncentra ția radionuclizilor din probe a fost calculat prin metoda
relativă. Pentru probele cu conținut de 137Cs s-a folosit etalonul IAEA -375 certificat de
Agenția Internațional pentru Energie Atomică. Din probele analizate în această lucr are,
cesiul -137 a fost determinat din peak –ul, respectiv linia de la 661 keV.

72
4. REZULTATE ȘI DISCUȚII

În acest capitol sunt prezentate rezultatele, în două subcapitole, în concordanță cu
scopurile formulate, respectiv cu metodele alese. În subcapitolul „Concentrații de radon
favorabile sănătății umane” sunt descrise și interpretate rezultatele din domeniul : mofetă și
222Rn, aspecte de mediu și sănătate umană. În subcapitolul „Cesiu -137, indicator de
contaminare radioactivă” sunt detaliate rezultatele urmate din prelevarea și analiza probelor
de sol, respectiv de scoarță de molid și gorun din zona Ciomad -Bálványos.

4.1. Concentrații de radon favorabile sănătății umane

Această parte a tezei include patru subcapitole. Primul subcapitol conține descrierea
primei perioade, adică rezultatele de activitate de 222Rn și doză efectivă din patru mofete
frecventate. Partea a doua include perioada a doua, adică rezultatele de activitate de 222Rn și
doză efectivă din șase mofete din orașul Covasna. Subcapitolul al treilea prezintă perioada a
treia, respectiv comparațiile r ezultatelor 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 dec embrie 2012 -ianuarie 2013, au
fost prelevat e date din 4 mofete conform Tabelului nr. 7. După cum se vede în coloana A.,

73
avem date din următoarele locații: mofeta de la Șugaș Băi , mofeta Bardócz din orașul
Covasna, mofeta de la Hătuica și Peștera Puturoasă de la Turia.
Detectorii au stat 37, respectiv 41 de zile, cum se vede în coloana B. În u rma analizelor
de laborator, au fost obținut e valori între 1263 și 5035 Bq / m3 la 10 cm , 895 și 4981 Bq / m3
la 50 cm, și 280 și 3823 Bq / m3 la 120 cm . Pe baza acestor activități, a fost calculat media pe
cele trei nivele, cum se poate observa în coloanele C și D.

Tabelul nr. 7. Distribuția activității de radon pe nivele în patru mofete din jud. Covasna, în
perioada decembrie 2012 -ianuarie 2013

Conform Administrației Naționale de Meteorologie (ANM 2016), temperatura medie a
lunară în decembrie 2012, în țară, a avut valori cuprinse între -9,6°C și 2,8°C ( Figu ra nr.
23.). În zona studiată, în jud. Covasna, media lunii prezenta valori cuprinse între -3,9 °C și -2
°C.
Temperatura medie lunară în decembrie 2012 a fost sub normala climatologică standard
(1961 -1990) în cea mai mare parte a României. Însă, pe litoral, în Delta Dunării și pe areale
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)

74
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 part e a țării, între 40 și 100 mm, iar în
zona studiată a avut valori între 41 -75 mm (Figura nr. 24 .).

Figura nr. 23 . Temperatura medie lun ară, decembrie 2012. (ANM 2016)

Figura nr. 24 . Cantitatea lunară de precipitații, decembrie 2012. (ANM 2016)

75
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. 25 .). Cele
mai scăzute valori ale temperaturii medii lunare, sub -6,0°C, s -au înregistrat în zona montana,
la altitudini de peste 1600 m, dar și în depresiuni intramontane. În zona studiată, în jud.
Covasna, media lunii ianuarie prezenta valori cuprinse între -5,9 °C și -4 °C.
Abaterea temperaturii medii a aerului din luna ianuarie 2013, față de cea normală
climatologică (respectiv 1961 -1990), a fost pozitivă în aproape toate regiunile țării, iar
valorile acesteia au fost cuprinse între 0 si 3°C. În zona studiată, s -au înregistrat abateri ușor
pozitive cuprinse între 0,1 °C și 1 °C. În ianuarie 2 013, 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 ve stul 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 Mara mureș, 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 ia nuarie 2013, cantitatea lunară de precipitații a fost cuprinsă între 11 -30
mm (Figura nr. 26.), iar abaterile negative prezentau valori între 0 -74 %.

Figura nr. 25 . Temperatura medie lunară, ianuarie 2013. (ANM 2016)

76

Figura nr. 26. Cantitatea lunară de precipitații, ianuarie 2013. (ANM 2016)
Pe baza activităților de radon, măsurate în prima perioadă de colectare, au fost calculat e
dozele efective primite de pacienți în cele 4 mofetele studiate în prima perioadă (Tabelul nr.
8.). Pentru esti marea dozelor efective a fost utilizat ecuația următoare, care descrie doza în
urma inhalării de radon (Cucoș et al. 2014, Incze et al. 2016 , Anexa nr. 1. ):
ERn = CRn · 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)

77

A. Mofeta /
Localitate
Activitate
222Rn (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 ș i 120 cm.
În fiecare calcul, a fost utilizat valoarea de 0,4 pentru factorul de echilibru (F). Timpul
petrecut în mofetă a fost estimat la 5 ore, având în vedere că o ședință durează 20 -30 de
minute și un tratament are 10 -15 zile. Pentru factorul de conver sie a fost dat atât valoarea 9,
cât și cea de 12, rezultatele corespunzătoare fiind prezentate în coloana C, respectiv D,
Tabelul nr. 8.

78
4.2.2. Perioada a doua: șase mofete din orașul Covasna

În a doua perioadă de colectare a datelor, respectiv septembrie -noiembrie 2013, au fost
prelevat e date din 6 mofete din orașul Covasna, conform Tabelului nr. 9. După cum se vede
în coloana A., avem date din următoarele mofete: Bardócz, Bene, Spitalului, Hephaistos,
Dacia și Bradul. Detectorii au stat 35, re spectiv 50 de zile, cum se vede și în coloana B. În
urma analizelor de laborator, au fost obținut e valori între 155,3 și 8212 Bq / m3 la 10 cm,
1229 și 12284 Bq / m3 la 50 cm, și 357 și 10668 Bq / m3 la 100 cm. După cum se poate
observa în coloanele C și D , au fost calculat e valorile medii de activitate de 222Rn pentru cele
trei nivele studiate din fiecare mofetă abordată. Menționez că în mofeta Hotelului Dacia au
dispărut 4 detectori dintre cei 6, care au fost expuși, așadar a rămas doar 1 la 10 cm și încă 1
la 100 cm.

Tabelul nr. 9. Distribuția activității de radon pe trei nivele în șase mofete din orașul
Covasna, în perioada septembrie -noiembrie 2013

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)

79

Pe baza activităților de radon, măsurate în a doua perioadă de colectare, au fost
calculat e dozele efective primite de pacienți în cele 6 mofete din orașul Covasna (Tabelul nr.
10.). Pentru estimarea dozelor efective, a fost utilizat în continuare ecuația, care descrie doza
în urma inhalării de radon (Cucoș et al. 2014, Incze et al. 2016), respectiv E Rn = CRn · K · F ·
t. Ecuația a fost detaliată 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.
În cazul Hotelului Dacia, pentru valoarea activității de radon , a fost utilizat valoarea
obținută de la detectorul rămas la 100 cm. În fiecare calcul, a fost utilizat și aici valoarea de
0,4 pentru factorul de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă a fost estimat și aici la 5 ore, având în vedere că o ședință
durează 20 -30 de minute, și un tratament are 10 -15 zile. Pentru factorul de conversie a fost
dat atât valoarea 9, cât și cea de 12, rezultatele core spunzătoare fiind prezentate în coloana C,
respectiv D, Tabelul nr. 10.
A. Mofeta /
Localitate B. Activitate
222Rn (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

80

4.2.3. Perioada a treia: reîntoarcere la patru mofete

În perioada a treia de colectare a datelor, respectiv dec embrie 2014 -ianuarie 2015, au
fost prelevat e date din 4 mofete din județul Covasna, conform Tabelului nr. 11. După cum se
vede în coloana A, avem date din următoarele mofete: Șugaș Băi , Bene, Hătuica și Peștera
Puturoasă. Detectorii au stat 32 zile, cum se vede în coloana B. În urma analizelor de
laborator, așa cum este p rezentat în coloanele C și D, au fost obținute valori între 2707 și
7483 Bq / m3 la 20 cm, 2187 și 7686 Bq / m3 la 50 cm, și 146 și 6640 Bq / m3 la 120 cm.
După cum se poate observa în coloana E., au fost calculat e valorile medii de activitate de
222Rn pentru cele trei nivele studiate din fiecare mofetă abordată.

Tabelul nr. 11. Distribuția activității de radon pe nivele în patru mofete din jud. Covasna, în
perioada decembrie 2014 -ianuarie 2015

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

81

Conform Administrației Naționale de Meteorologie (ANM 2016), temperatura medie a
lunii decembrie 2014, în țară, a avut valori cuprinse între -7,7°C și 4,8°C, Figura nr. 27 . Cele
mai scăzute temperaturi, sub -4,0°C, s -au înregistrat în zona montana înaltă, la peste 1700 m
altitudine. În zona studiată, în jud. Covasna, media lunii decembrie prezenta valori cuprinse
între-1,9°C și 0°C. Abaterea temperaturii medii a aerului din luna decembrie 2014, față de
cea normală climatologică, respectiv cea din perioada 1961 -1990, a fost pozitivă în toată țara.
În zona studiată abaterile prezentau valori între 1,1 °C și 3°C. Cantitatea lunară de precipitații,
în decembrie 2014, în județul Covasna, în zona cercetată, avea valori între 31 și 50 mm
(Figura nr. 28 .).

Figura nr. 2 7. Temperatura medie lunară, decembrie 2014. (ANM 2016)

82

Figura nr. 28 . Cantitatea lunară de precipitații, decembrie 2014. (ANM 2016)

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. 29 . Abate rea temperaturii medii a aerului din luna ianuarie 2015, față de cea
normală climatologică (respectiv 1961 -1990), a fost pozitivă în aproape toate regiunile țării,
iar valorile acesteia au fost cuprinse majoritar între 0 și 3°C.
În zona studiată, în jud. Covasna, s -au înregistrat abateri pozitive cuprinse între 1,5 °C
și 2 °C. Cantitatea lunară de precipitații în ianuarie 2015 în județul Covasna, în zona
cercetată, avea valori între 11 și 30 mm ( Figura nr. 30 .).

83

Figura nr. 29 . Temperatura medie lunară, ianuarie 2015. (ANM 2016)

Figu ra nr. 30 . Cantitatea lunară de precipitații, ianuarie 2015. (ANM 2016)

84

Pe baza activităților de radon, măsurate în a treia perio adă de colectare, au fost
calculat e dozele efective primite de pacienți în cele 4 mofete din jud. Covasna (Tabelul nr.
12.). Pentru estimarea dozelor efective a fost utilizat în continuare ecuația care descrie doza
în urma inhalării de radon, respectiv E Rn = CRn · K · F · t (Cucoș et al. 20 14, Incze et al.
2016). Ecuația a fost detaliată mai sus.
Menționez totuși 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 120 cm.
A fost utilizat și aici valoarea de 0,4 pentru factorul de echilibru (F). Timpul petrecut în
mofetă a fost estimat și aici la 5 ore, având în vedere că o ședință durează aprox. 20 -30 de
minute, și un tratament general are 10 -15 zile. Pentru factorul de conversie fost dat valoarea
9, respectiv de 12, iar rezultatele corespunzătoare sunt prezentate în coloanele C și D în
Tabelul nr. 12.
A. Mofeta /
Localitate
B. Activitate
222Rn (Bq / m3) C. Doză efectivă,
mSv
K = 9 D. Doză efectivă,
mSv
K = 12
Mofeta de la Șugaș
Băi 1269 0,023 0,030
Mofeta Bene /
Covasna 7167 0,129 0,172
Mofeta de la Hătuica
6027 0,108 0,145
Peștera Puturoasă ,
Băile Bálványos 3638 0,065 0,087

Tabelul nr. 12. Doze efective în patru mofete din jud. Covasna,
în perioada decembrie 2014 -ianuarie 2015

85

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 . Figura nr. 31. și Figura nr. 3 2.). Așadar, era de
așteptat să găsim valori mai mari la 10 -20 cm, decât la 50 -70 cm sau la 100 -120 cm. Acest
fenomen de variație al concentrației de radon apare frecvent în literatura de specialitate
(Csegzi 2008, Cucoș et al. 2014, Szakács et al. 2006, etc.).
Această tendință, însă, este valabilă mai ales în mofetele care sunt plasate direct
deasupra emanației de gaz și nu neapărat la cele alimentate de la distanță din sursă naturală
sau la cele întreținute din surse artif iciale. În plus, stabilitatea gazului mofetic în spațiul
concav contribuie la apariția profilului amintit.

Figura nr. 31 . Variația activității de
radon în funcție de înălțime /
adâncime în mofeta Bardócz
(adaptat după Csige 2008)
Axa OX: adâncime (cm)
Axa OY: activitate 222Rn (Bq / m3)

86

De altfel, valoarea 5035 Bq / m3 și celelalte valori din mofeta Bardócz sunt
comparabile cu valorile măsurate de Csige István (2008). În perioada a doua de prelevare a
datelor, au fost găsit e și valori apropiate de 10 k Bq / m3 în această mofetă, Tabelul nr. 9.
Totuși, valorile Csige sunt ceva mai ridicate decât cele măsurate cu ocazia acestei teze.
Diferența se explică prin perioada de prelevare a probelor: detectorii mei au fost expuși
toamna -iarna, pe când Csige I. a lucrat pe teren în timpul verii. Mofetele prezintă o dinamică
a gazului atât sezonală, cât și diurnă, analiza acesteia, însă, depășește limitele acestei
cercetări.
În prima perioadă de prelevare a datelor, respectiv decemb rie 2012 și ianuarie 2013,
cum era de așteptat, valoarea cea mai mică de activitate de radon, a fost măsurat la 120 cm de
podea, și anume 280 Bq / m3 în mofeta de la Șugaș Băi .
Această mofetă, în prima perioadă (Tabelul nr. 7.) , prezintă următoarele valo ri 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 d e la 50
cm. Astfel de profil a fost identificat și la mofeta Bene (per ioada a doua, Tabelul nr. 9. ),
respectiv la Peștera Puturoasă (perioada a treia, Tabelul nr. 11 ). O explicație posibilă este că
radonul nu provine doar din fundul spațiului concav, ci și din părțile laterale ale acestuia.
Explicații asemănătoare, pentru situații similare , se regăsesc în literatura actuală, ex.
Csige 2008 sau Néda et al. 2008a. În perioada a doua de prelevare a datelor, în orașul
Covasna, a fost a bordat și mofeta S pitalului de recuperare Cardiovasculară Dr. Benedek
Géza. Este una dintre ce le mai studiate emanații de gaze și este monitorizat permanent de
fizicianul Gyila Sándor.
Au fost obținut e valori relativ scăzute pentru activitatea radonului: 1706 Bq / m3 la 10
cm, 1406 Bq / m3 la 50 cm, respectiv 1221 Bq / m3 la 100 cm. Aceste valori scăzute sunt
comparabile cu cercetările precedente. Studiile lui Szabó E. (1992) reflectă activitate
moderată de radon (Tabelul nr. 13) . Cercetările lui Csige (2008) prezintă profilul vertical al
concentrației de radon, Figura nr. 32. Este un profil clasic, stabil, care favorizează
tratamentele medicale în incinta acestei instituții.

87

Prelevarea probelor Activitate de 222Rn
(Bq / m3)
29.06.1977. 3270
10.04.1988. 2320
23.10.1989. 3080
Tabelul nr. 13. Activitate de 222Rn la
sfârșitul secolului al XX -lea în mofeta
Spitalului de recupera re
Cardiovasculară
Dr. Benedek Géza, Covasna
(adaptat după Szabó E. ,1992)

Figura nr. 32 .
Descreșterea activității de radon în funcție
de înălțime în mofeta Spitalului de
recuperare cardiovasculara Dr. Benedek
Géza Covasna
(adaptat după Csige 2008)
Axa OX: înălțimea de podea (cm)
Axa OY: activitate 222 Rn (Bq/ m3)

Diferențe între sezoane
În perioada a treia de colectare a datelor, au fost repetate prelevările de probe în 3 dintre
cele 4 mofete studiate în prima perioadă, și anume: Șugaș Băi , Hătuica și Peștera Puturoasă.
Valorile obținute prezintă diferențe semnificative între cele două sezoane (Tabelul nr. 14.) .

88
A.Mofeta B.Înălțime
(cm) Activitate medie de
222Rn
(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 222Rn între două sezoane

După cum se poate observa în Tabelul nr. 14 ., vedem că, în condiții similare, în iarna
2014 -2015 au fost măsurat e 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

89
așa, cu cât este mai mare umiditatea aerului, cu atât este mai stabil gazul mofetic în spațiile
concave.
Din perspectiva umidității aerului, respectiv a] precipitației, vorbim de condiții
comparabile și asemănă toare în cele două sezoane de iarnă. În decembrie 2012, cantitatea
medie lunară de precipitații prezintă valori cuprinse între 41 și 75 mm, iar în ianuarie 2013
valorile au fost între 11 -30 mm. În decembrie 2014, cantitatea medie lunară de precipitații
prezintă valori între 31 și 50 mm, iar în ianuarie 2015 valorile au fost între 11 -30 mm.
Așadar, diferențele dintre valorile de concentrație de radon, din cele două sezoane studiate, în
cele trei mofete vizate, nu pot fi explicate cu ajutorul precipitațiilor. Explicația este posibilă,
însă, pe baza temperaturii aerului. Iarna, în sezonul 2012 -2013, era o iarnă geroasă, iar cea
din 2014 -2015 era una blândă. Mai exact, abaterile temperaturii medii (raportate la perioada
standard, respectiv 1961 -1990), în luna de cembrie 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 a ceste valori au fost între -1,9 șC și 0 șC. În ianuarie 2013, abaterile
temperaturii medii (raportate la perioada standard, respectiv 1961 -1990) au fost ușor pozitive,
prezentau valori cuprinse între 0,1 șC și 1șC, iar aceleași valori în decembrie 2015 au fost
între 1,5 șC și 2 șC. În valori absolute, în decembrie 2012, temperatura medie a lunii a fost
cuprinsă între -3,9 și -2 șC, iar în decembrie 2014 aceste valori au fost între -1,9 șC și 0 șC.
Așadar, în iarna mai rece, respectiv cea din 2012 -2013 au rezul tat valori mai scăzute de
activitate de radon, în timp ce iarna mai puțin rece, a determinat concentrații mai ridicate de
radon în mofete.

Doze efective din perspectiva sănătății umane

Pe baza activităților de radon, măsurate în cele trei perioade de co lectare, au fost
calculat e dozele efective posibile pentru pacienți, în cele 9 mofete din jud. Covasna (Tabelul
nr. 15.) . Pentr u estimarea dozelor efective a fost utilizat în continuare ecuația, care descrie
doza în urma inhalării de radon, respectiv E Rn = CRn · K · F · t (Cucoș et al. 2014, Incze et al.
2016). Doza efectivă calculată, E Rn este exprimată în mSv și este prezentată în coloanele B -G.

90
Concentrația medie de radon, în acest caz, denotă media calculată pentru cele două nivele
superioare, respectiv 50 și 100 -120 cm. A fost utilizat și aici valoarea de 0,4 pentru factorul
de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă a fost estimat și aici la 5 ore, având în vedere că o ședință
durează aprox. 20 -30 de minute și un tratament general are 10 -15 zile. Pentru factorul de
conversie a fost dat valoarea 9, respectiv de 12, iar rezultatele corespunzătoare sunt
prezentate în coloanele B -G în Tabelul nr. 15 .
A.Mofeta Doze efective (mSv)
Perioada I.
dec.2012 –
ian.2013 Perioada II.
sept. -noi.2013 Perio ada 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

91

După cum se poate observa în Tabelul nr. 15 ., doza efectivă cuprinde valori între
0,019 și 0,260 mSv. După cum a fost de așteptat, cele 3 valori minime provin din prima și a
treia perioadă, respectiv din perioadele de iarnă, din Peștera Puturoasă și din Mofeta Șugaș
Băi. Valorile maxime au fost obț inute în perioada a doua, adică toamna, în mofetele Bene și
Bardócz.
Bineînțeles, în cazul factorului de conversie K = 12, dozele sunt ceva mai ridicate
(coloanele C, E, G), decât în cazul K = 9 (coloanele B, D, F). Cu o singură excepție (mofeta
Bene în p erioada a doua), valorile dozei efective, calculate în acest studiu și reflectate în
Tabelul nr. 15 ., se situează sub 20 % din cea indicată ca și doză suplimentară pentru
populație, respectiv 1 mSv (Harrison și Marsh 2012., Incze et al. 2016). Așadar, rado nul din
mofete, conform studiilor noastre, nu constituie un factor de risc în sine.
Totuși, dacă pacientul primește alte doze de radiații, trebuie luată în considerare și cea
primită din mofete. În plus, necesită atenție sporită personalul, care petrece m ult 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, di n literatura de specialitate, au fost selectat e valorile
maxime pentru câteva mofete din județele Covasna și Harghita (Tabelul nr. 16.). Pentru
aceste valori selectate (coloana C), au fost calculat e dozele efective posibile pentru pacienți
(coloana D).
Pentru estimarea dozelor efective, a fost utiliza t în continuare ecuația, care descrie doza
în urma inhalării de radon, respectiv E Rn = CRn · K · F · t (Cucoș et a l. 2014, Incze et al.
2016). A fost folosit și aici valoarea de 0,4 pentru factorul de echilibru (F).
Timpul petrecut în mofetă a fost estima t, și aici, la 5 ore. Pentru factorul de conversie a
fost dat valoarea de K = 12.

92

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 Șugaș Băi 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 repr ezintă
aprox. jumătate din valoarea radiației de fond calculată pentru Româ nia, respectiv 2,69 mSv.
În această cercetare, au fost măsurat e valori în intervalul 938 și 5104 Bq / m3 în Peștera
Puturoasă.
Valorile noastre, relativ mici, pot fi explicate pri n perioada de iarnă (decembrie –
ianuarie), când au fost prelevate probele. În literatură valorile mari apar în intervalul 18000 –

93
26000 Bq / m3 (Szabó E 1998). Doza efectivă recalculată pentru Peștera Puturoasă pentru
valoare de 26000 Bq / m3 este 0,62 mSv. Această valoare de 0,62 mSv este apropiată de cea
rezultată 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 luată neapărat în
considerare și cea primită din mofete. În plus, este valabil în mod accentuat, că personalul
care petrece mult mai mult timp în incinta sau în apropierea mofetei, față de pacienți într -o
cură (medici, ghizi, asistente medicale etc.) necesită atenție sporită.
Figura nr. 33. prezintă concentrația de radon din cele nouă mofete studiate în jud.
Covasna; putem ob serva distribuția și variația activității de radon în spațiile concave. Pentru
mofetele care primesc gazul de la distanță (ex. Mofeta Spitalului, Mofeta Hotelului Bradul)
este de așteptat ca valorile maxime ale concentrației de radon să fie jos și, treptat , să
descrească această valoare.

Figura nr. 33 . Profilul de activitate de 222Rn pe trei nivele în nouă mofete din jud. CV

94

Pentru mofetele care au fost construite direct deasupra emanației (ex. Peștera
Puturoasă, Hătuica) se preconizează o valoare maximă la o anumită înălțime de podea (în
cazul nostru la 50 cm), deoarece radonul pătrunde nu numai din străfund, ci și din părți le
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 p lanificare sau de funcționare.

4.2. 137Cs, 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 137Cs din scoarță. În final, apar considerațiile generale privind radiocesiul și
rolul lui de indicator de contaminare radioactivă.

4.2.1. Probe de sol din zona Ciomad -Bálványos

Rezultatele de activitate a cesiului, măsurate din probele de sol din zona ariei protejate
Ciomad -Bálványos, sunt comparabile cu datele din literatura de specialitate (Begy 2009, De
Cort et al. 1998, Cosma 2002). Bineînțeles, în acest sens, o metodă potrivită este compa rația
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 dezin tegrării radioactive:
tλ
0eN N(t) . În
cazul nostru, însă, o metodă mult mai simplă este dublarea activității actuale, deoarece au

95
trecut tocmai 30 de ani de la accidentul de la Cernobâl și timpul de înjumătățire la 137Cs este
30,17 ani. Dintre c ele patru probe de sol, colectate din vecinătatea ariei protejate Ciomad –
Bálványos ( Figura nr. 20., pagina 67), valoarea minimă de activitate actuală a fost la proba
nr. 7, respectiv 24,85 Bq / kg, care înseamnă 10990, 98 Bq / m2 depunere din 1986 ( Tabelul
nr. 17 ., coloanele C -F). Valoarea maximă a fost obținut ă la proba nr. 1., respectiv 61,64 Bq /
kg, ceea ce corespunde unei depuneri de 27262,94 Bq / m2 din 1986. Valori similare găsim și
în literatura de specialitate ( 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 61,64 123,28 13631 ,47 27262 ,94
2 756 49,97 99,94 11050 ,69 22101 ,38
7 643 24,85 49,70 5495 ,49 10990 ,98
8 625 35,18 70,36 7779 ,93 15559 ,87

Tabelul nr. 17. Activitate 137Cs lângă aria protejată Ciomad -Bálványos măsurată din probe
de sol

În cele patru locații din incinta ariei protejate Ciomad -Bálványos (Figura nr. 20.,
pagina 67), valoarea minimă de activitate actuală a fost în locația nr. 3, respectiv 7832, 58 Bq
/ m2, care înseamnă 15665, 16 Bq / m2 depunere din 1986 ( Tabelul nr. 18 ., coloanele D -E).
Valoarea maximă a fost obținută în locația nr. 6., respectiv 11344, 97 Bq / m2, ceea ce
corespunde unei depuneri de 22689, 94 Bq / m2 din 1986. Valori similare găsim și în literatura
de specialitate ( Tabelul nr. 4. ). Trebuie menționat că valorile obținute în zona studiată
aparțin intervalului ridicat în contextul Transilvaniei ( Tabelul nr. 4. ). Această situație de
activitate ridicată este reflectată și de media calculată pentru cele 8 locații din zona Ciomad –
Bálványos, cea actuală este 9404, 25 Bq / m2, respectiv cea din 1986 este 18808, 50 Bq / m2.
Totuși, comparativ cu valorile cele mai ridicate privind contaminarea solului cu 137Cs în
România, care au fost măsurate pe ruta norului radioactiv, adică pe axa NE -SV a țării, și care

96
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 / m2.
Rezultatele din cercetarea actuală, în context european, sunt moderate: cercetări similare au
adus rezultate până la 100 kBq / m2 în Suedia, iar în Ucraina și Bielorusia au măsurat și valori
peste 200 kBq / m2 (ANPM 2015 ). În Danemarca, 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 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 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 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 6.2 73,43 146,86
6.3 16,56 33,12
6.4 5,25 10,50

Tabelul nr. 18. Activitate 137Cs în incinta ariei protejate Ciomad -Bálványos măsurată din
probe de sol

97
Majoritatea radionuclizilor, inclusiv cesiul -137, s -au așezat în stratul superficial al
solului nelucrat, contaminându -l până în prezent. Reducerea contaminării solului s -a realizat,
printre altele, prin migrarea radionuclizilor în straturile profunde. Se poate observa, reducerea
poluării, respectiv a descreșterii activității paralel cu creșterea adâncimii (Figura nr. 34).

Figura nr. 34. Probe de sol: activitate de 137Cs la cele 4 locații din incinta ariei protejate, în
funcție de înălțimea locați ei 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.
34.). 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. 34 . Probe de sol: depunerea de 137Cs în funcție de înălțimea locației (Bq / mp)

98

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 prot ejată Ciomad -Bálványos , au fost colectat e probe de scoarță aparținând
speciilor de molid și gorun ( Figura nr. 36 .). Rezultatele probelor sunt prezentate în Tabelul
nr. 19. În acest tabel, se poate observa că valorile de activitate de 137Cs la gorun sunt ma i
ridicate decât la molid, valoarea medie la gorun fiind 44,75 Bq / kg, iar la molid 10,59 Bq /
kg. Raportul dintre gorun și molid este 4,22. Diferența se explică prin caracteristicile
anatomice și fiziologice ale acestor specii de arbori. Arborii tineri au totdeauna scoarța
netedă. Cei cu vârstă mai înaintă (în cazul acestei cercetări min. 50 -60 de ani), însă,
generează ritidomul, adică prezintă țesuturi moarte ale scoarței, rezultate din activitatea
felogenului, cumulate cu parenchimul și liberul. Ritido mul se poate exfolia în solzi la molid,
iar la gorun formează niște crăpături caracteristice ( Figura nr. 36 .). Așadar, la gorun, avem o
structură cu mai multe și cu mai accentuate crăpături, în plus, această specie nu exfoliază. La
molid, însă, pe lângă o textură mai netedă a scoarței avem și exfoliere. Așadar, este firesc, ca
activitatea la gorun să fie mai ridicată, în cazul nostru cu aprox. de patru ori mai mare.
Diferențe dintre specii de Quercus sp. și Picea sp. sunt reflectate și în literatura de
specialitate. Mai mult, diferite specii de arbori prezintă capacitate variată de acumulare a
cesiului, în funcție de textura și proprietățile fiziologice ale scoarței ( Figura nr. 36 .).
Capacitatea de acumulare de 137Cs variază astfel (Cosma et al. 2016): steja r, gorun > plop
tremurător > molid >cireș.

99

Figura nr. 36 . Textura scoarței la diferite specii de arbori: a. Picea abies (molid)
b. Quercus sp. (gorun), c. Populus tremula (plop tremurător), d. Prunus avium (cireș)
(adaptat după Cosma et al. 2016)

Figura nr. 37 . Probe de scoarță:
activitate de 137Cs în funcție de specia arborelui și înălțimea locației

100

Cod Activitate 137Cs (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 137Cs în probe de scoarță de gorun și molid în aria protejată
Ciomad -Bálványos

101

A fost analizat corelația dintre înălțimea geografică și activitatea de 137Cs (Figura nr.
37.). 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 137Cs în scoarță și
locația eșantionului față de ruta norului radioactiv din 1986 (direcția NE -SV). Avem valori
mai ridicate în Suceava -Harghita -Mureș -Caraș -Severin, și zonele învecinate (Covasna, Cluj,
Sibiu). Valori mai scăzute provin din județele Bihor, Maramureș, Bistrița și Sălaj. Așadar, în
cazul molidului în județul Suceava s -a măsurat 11,9 Bq / kg, în Mureș 20,8 Bq / kg, în Sibiu
16 Bq / kg, iar în Bistrița doar 3,1 Bq / kg, în Maramureș 7,7 Bq / kg (Cosma et al. 2016). În
cazul speciilor de Quercus sp., valorile sunt în general mai ridicate decât la molid, însă,
reflectă și ele poziția, distanța față de axa NV -SE a țării. Deci, pentru Quercus sp., în Suceava
s-a măsurat 58,3 Bq / kg, în Caraș -Severin 73,6 3 Bq / kg pe când în Bistrița doar 5,9 3 Bq /
kg sau în Bihor numai 4,9 Bq / kg (Cosma et al. 2016). În consecință, se poate constata că
valorile prezentei cercetări sunt în concordanță cu celelalte valori din țară, atât în cazul
molidului, cât și al gorunului.
Știm din literatura de specialitate că, în prezent, concentrația radiocesiului în ritidom
este proporțională cu cantitatea inițială (Cosma et al. 2016, Suchara et al. 2011). Cercetarea
actuală confirmă că activitatea cesiului -137 din scoarță este influențată semnificativ de specia
arborelui, re spectiv de textura scoarței.
Este importantă cunoașterea variației de acumulare de 137Cs în straturile scoarței. Pe de o
parte, primim o explicație privind mecanismul acumulării, pe de altă parte ajungem la metode
adecvate la prelevarea probelor. În urma a nalizei unui material de 40 mm grosime (Cosma et
al. 2016), s -a demonstrat că acumularea cesiului s -a produs, în primul rând, în urma
absorbției directe după accidentul nuclear din 1986. Activitatea maximă a fost în primul st rat,
adică în exterior, respect iv 1,6 Bq / kg (Figura nr. 38 .). Sub 12 mm adâncime nu s -a mai
schimbat semnificativ concentrația de 137Cs. Concluzii similare sunt prezentate și într -un
studiu din Bulgaria (Zhiyanski et al. 2010). Așadar, la prelevarea probelor, chiar și cu o
diferență de 1-2 mm adâncime, rezultă variații semnificative în activitatea de cesiu.

102

Figura nr. 38 . Profil de 137Cs la scoarță de Quercus sp. (Cosma et al. 2016)

4.2.3. Considerații generale

Concentrațiile de 137Cs 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 137Cs și înălțimea geografică este slabă, r espectiv doar 0,3 ( Figu ra nr. 39 .).

Figur a nr. 39 . Probe de sol: activitate 137Cs (Bq / kg) în funcție de înălțimea locației

103

Profilul activității de 137Cs atașate locațiilor 3 -7 este una tipică: valorile maxime sunt
prezente la adâncimile 0 -5 cm, iar cele minime la 15 -20 cm ( Figura nr. 40 .). 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 radi onuclizilor în straturile profunde.
Ecosistemele forestiere sunt complexe, arată particularități față de celelalte ecosisteme
terestre și acvatice din perspectiva radionuclizilor. Pe termen lung, rezervorul principal este
solul, contribuind astfel la conta minarea 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
(Constantines cu et al. 1988, Fesenko et al. 2003). Din coronament, elementele contaminante
au ajuns în celelalte părți ale arborilor prin proprietățile anatomice și activitățile fiziologice
ale plantelor și, bineînțeles, și pe sol cu ocazia căderii frunzelor (Shcheglov et al. 2011,
Fesenko et al. 2003).

Figura nr. 40 . Probe de sol: activitate de 137Cs la cele 8 locații

104
În context internațional, rezultatele din România, privind activitatea de 137Cs din
scoarță de gorun și molid, reprezintă valori înalte ( Figura nr. 41.). Datele din România au
fost comparate cu cele din Ungaria (Budapest, Veszprém, Debrecen), Republica Moldova,
Serbia, Belgia, Danemarca, Bulgaria și Republica Cehă. Valorile relativ mari din România,
Moldova și Cehia, respectiv relativ mici în Belgia, Danemarca și Ungaria sunt în concordanță
cu situațiile reflectate în „Atlasul depunerii de cesiu în Europa” după accidentul de la
Cernobâl (De Cort et al. 1998). Acest atlas nu conține date în această privință despre Bulgaria
și Serbia.

Figura nr. 41 . Conținutul de 137Cs în scoarță de Quercus sp. (oak) și Picea sp. (spruce) în
diferite țări din Europa (Cosma et al. 2016)

105

5. CONCLUZII

Radonul și mofetele

Mofetele și apele minerale primesc o atenție sporită în ultimii ani, atât în cadrul
balneoterapiei cât și în ramura de spa a turismului. Datele științifice cuprinzătoare și recente
sunt incomplete deocamdată în acest domeniu, cu toate că din ce în ce mai multe studii
abordează mofetele din diferite perspective, inclusiv a radioactivității , respectiv a radonului.
Cercetarea actuală cumulează date de radon din nouă mofete din jud. Covasna.
Studiul actual furnizează date privind distribuția și variația activității de radon în
spațiile concave ale mofetelor. În cazul mofetelor, care sunt forma te direct deasupra
emanației (ex. Peștera Puturoasă, Hătuica) apare o valoare maximă la o anumită înălțime de
podea (în cazul acestui studiu la 50 cm), deoarece radonul pătrunde nu numai din străfund, ci
și din părțile laterale. Valorile maxime ale concent rației de radon sunt la nivelul inferior și,
treptat, cresc aceste valoari, în cazul mofetelor care primesc gazul de la distanță (ex. Mofeta
Spitalului, Mofeta Hotelului Bradul). Valorile, care cresc de jos în sus (ex. Bardócz,
Hephaistos), având valoarea minimă la 10 -20 cm și cea maximă la 100 -120 cm, reflectă o
perturbație a gazului din diferite motive (ex. condiții meteorologice, probleme de planificare
sau de funcționare).
Studiul actual prin activitățile măsurate (1046 -10836 Bq / m3) și dozele calculat e
(0,019 -0,260 mSv) confirmă că, pentru pacienți, radonul din mofete nu constituie un factor de
risc în sine. Totuși, dacă pacientul primește și alte doze de radiații, trebuie luată în
considerare și cantitatea primită în mofete. Personalul (ex. medici, gh izi, 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, valo rile relativ mici se datorează temporizării perioadelor
de prelevare a probelor (toamnă și iarnă).

106
În condiții similare, în iarna 2014 -2015 au fost măsurat e valori semnificativ mai
ridicate decât în 2012 -2013 în aceeași perioadă a anului. Diferența dintre cele două sezoane, a
fost explicat prin condițiile meteo: cu cât au fost mai scăzute valorile temperaturii aerului, cu
atât a fost mai instabil gazul mofetic, așadar concentrația de radon a devenit mai scăzută.
Acest studiu ar merita completat cu măsurarea concentrației de radon în celelalte
mofete din jud. Covasna și Harghita, în total sunt aprox. 80, din care au fost abordat e doar 9
în limitele acestei cercetări. Măsurătorile ar fi bine să fie lărgite în așa fel încât să cuprindă și
alte caracteristici fi zice și chimice ale mofetelor, furnizând condiții favorabile pentru
interpretări mai exacte și mai profunde. Cercetările interdisciplinare, incluzând domeniile de
sănătate umană, științe ale naturii, protecția mediului și sustenabilitate economico -socială, ar
contribui la exploatarea inteligentă a gazelor mofetice.
Majoritatea mofetelor sunt folosite în scopuri terapeutice și de agrement, însă, fără
monitorizare permanentă a caracteristicilor fizico -chimice și fără supraveghere medicală a
utilizării. Așadar , sunt importante studiile efectuate asupra unor parametrii ai acestor emanații
de gaze. Totodată, ar fi prețios dacă rezultatele, concluziile și recomandările studiilor
efectuate ar ajunge nu numai la specialiști, ci și la publicul larg (mai ales la utili zatori).
Un avantaj deosebit al utilizării mofetelor în scopuri balneologice, comparativ cu
medicamentele regulate, este că nu are efecte secundare semnificative. Un potențial
promițător zace în exploatarea mofetelor atât din perspectiva balneoterapiei, câ t și cea a
pachetelor de sport, turism, fitness și spa.

107

137Cs în sol și scoarță

Rezultatele de depunere de cesiu -137, măsurate din probele de sol din zona ariei
protejate Ciomad -Bálványos, sunt comparabile cu datele din literatura de specialitate. Media
actuală, calculată pentru cele 8 locații, este 9404,25 Bq / m2, iar media din 1986 este
18808,50 Bq / m2. Valorile obținute în zona studiată aparțin intervalului ridicat în contextul
Transilvaniei. Comparativ, însă, cu valorile cele mai ridicate (măs urate pe ruta norului
radioactiv, adică pe axa NE -SV a țării), care au ajuns până la 80 kBq / m2, valorile obținute
în zona Ciomad -Bálványos sunt moderate, având valoarea maximă de depunere (1986)
27262,94 Bq / m2. Rezultatele din cercetarea actuală, în co ntext european, au valori mijlocii.
De exemplu, în Danemarca, Belgia și Ungaria valorile sunt mai reduse, iar în Suedia, Ucraina
și Bielorusia au depuneri mai ridicate.
Profilul activității de 137Cs este unul tipic, adică valorile maxime sunt prezente aproape
de suprafață, respectiv la adâncimile de 0 -5 cm, descrescând treptat, iar valorile minime sunt
la 15 -20 cm. Aceste rezultate sunt în concordanță cu teoria după care majoritatea
radionuclizilor s -au așezat în stratul superficial al solului după accidentul din 1986.
Contaminarea radioactivă există și în prezent, iar reducerea se realizează, printre altele, prin
migrarea radionuclizilor în straturile profunde al solului.
Cercetarea actuală confirmă că activitatea cesiului -137 din scoarță este influențată
semnificativ de specia arborelui, respectiv de textura scoarței. Valorile de activitate de 137Cs
la gorun sunt mai ridicate decât la molid, valoarea medie la gorun fiind 44,75 Bq / kg, iar la
molid 1 0,59 Bq / kg. Raportul dintre gorun și molid este 4,22. La gorun avem o structură cu
mai multe și cu mai accentuate crăpături, în plus, această specie nu exfoliază. La molid, însă,
avem o suprafață mai puțin crăpată și, în plus, avem și exfoliere. Așadar, este firesc, ca
activitatea la gorun să fie mai ridicată, decât la molid.
În scoarța de gorun activitatea maximă de 137Cs a fost măsurat în primul start, adică în
exterior, respectiv 1,6 Bq / kg. Sub 12 mm adâncime nu s -a mai schimbat semnificativ
concentr ația de 137Cs. Aceste date susțin teoria care afirmă că după accidentul de la Cernobâl,
din perspectiva arborilor, principala sursă de contaminare a fost depunerea radionuclizilor din
atmosferă pe scoarța și alte părți ale plantelor lemnoase. Este importan tă cunoașterea variației

108
de acumulare de 137Cs în straturile scoarței, deoarece primim o explicație privind mecanismul
acumulării și ne ajută la clarificarea nuanțelor în metodologia de prelevare a probelor.
Pe când acumularea cesiului în probele de sol es te o temă cercetată de trei decenii,
depozitarea de 137Cs 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 probel or de scoarță. Studiul prezent ar merita continuat cu
măsurători de radiocesiu din scoarță din jurul arborilor, din diferite specii și din diferite
regiuni.

109

Radioactivitate naturală și artificială

În viața zilnică, apare frecvent în context negativ noțiunea de radioactivitate . Reținerile
populației față de acest fenomen se datorează, în primul rând, lipsei informațiilor adecvate. În
vederea realizării protecției mediului împotriva poluării radioacti ve și pentru propagarea
culturii de radioprotecție, este necesară cunoașterea surselor de contaminare și a căilor de
expunere a materiei vii, inclusiv a corpului uman. Cadrul legislativ valabil în România,
respectiv recomandările forurilor internaționale n e asigură puncte de reper în cultura de
radioprotecție.
În România, din recomandările de radioprotecție lipsesc aspectele referitoare la
modalitatea măsurării concentrațiilor de radon în locuințe, la locurile de muncă, respectiv în
alte spații. Totodată, s unt 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.

110
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: varia ții sezoniere și declin pe
termen lung, lb. engleză]. Health Phys 66(5):503 – 512.
Airinei St. și Pricăjan A. 1975. Some geological connections between the mineral carbonic
and thermal waters and the post – volcanic manifestations correlated with the
deep geological structure of the Est – Carpthians territory – Romania
[Corelații geologice între ape minerale și termale, și fenomene postvulcanice
din perspectiva structurii geologice a Carpaților Orientali, România, lb.
engleză] în Studii tehnice si economice . Seria E. Hidrogeologie nr.12.,
București.
ANM (Administrația Națională de Meteorologie). 2016. www.meteoromania.ro. [accesat la
26 noiembrie 2016]
ANPM (Agenția Națională pentru Protec ția Mediului). 2015 . www.anpm.ro/radioactivitatea –
mediului. [accesat la 2 noiembrie 2015 ]
Antal – Szőke E. 1979. Efectul curei balneoclimatice de la Covasna în postconvalescența
infarctului miocardic. Lucrare de diplomă. IMF: Tg. Mureș.
Aver beck 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 (Asoci ația Vinca Minor). www.csomad -balvanyos.ro. 2016 . [accesat la 26 noiembrie
2016]
Azzam E.I., deToledo S.M., Raaphorst G.P., Mitchel R.E.J. 1996. Low – dose ionizing
radiation decreases the frequency of neoplastic transformation to a level
below the spontaneous rate in C3H 10T1 / 2 cells [Radiațiile ionizante în doză
mică reduc frecvența transformărilor neoplastice sub nivelul ratei spontane la
celulelele C3H 10T1 / 2, lb. engleză]. Radiation Research 146 (4), 369 – 373.

111
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 T g Mures. 2, 254 – 256
Bardács E. M. 2002. Hévizek és ásványvizek radon – és rádiumtartalma. [Conținutul de
radon și radiu ale apelor minerale și – termale, lb. maghiară]. Universitatea
Debrecen: Teză de doctorat.
Barti, L. și Kovács, I. 2000 . A málnásfürdő i mofetták gerinces áldozatainak jegyzéke (1999
febr.28. – 2000 szept.18.). [Lista victimelor de animale vertebrate în mofetele
de la Malnaș Băi (28.02.1999 – 18.09.2000). lb. maghiară]. – Acta (Siculica),
Sf. Gheorghe.
Barti L. și Varga Á. 2006 . A torjai Büdös – hegy gázasbarlangjainak, mofettáinak
denevéráldozatai (1999 – 2002). [Victimele lilieci ale mofetelor între 1999 și
2002 din Muntele Puturosu (Turia), lb. maghiară] în Acta Siculica, Sf.
Gheorghe.
Becker K. 2001 . How much protection against radon d o we need? [Cât de mult trebuie să ne
ferim de radon, lb. engleză]. 3rd Eurosymposium for Protection Against
Radon, Liege (Belgium), May 10 / 11.
Becker K. 2003. Health Effects of High Radon Environments in Central Europe: Another
Test to the LNT Hypothesi s. [Efecte asupra sănătății ale zonelor cu activitate
ridicată de radon în Europa Centrală: un test nou pentru ipoteza LNT, lb.
engleză]. Nonlinearity in Biology, Toxicology and Medicine, Vol. 1, No. 1,
pp.3 – 350.
Becker K . 2004 . One century of radon therapy [Un secol cu terapia de radon, lb. engleză].
Int. J. Low Radiation, Vol. 1, No. 3, pp.333 – 357.
Begy R. 2009. Studii de mediu prin utilizarea radioizotopului 210Pb. Cluj – Napoca,
Universitatea Babeș – Bolyai: Teză de doctora t.
Beldeanu E. C. 2001. Produse forestiere și studiul lemnului . Brașov: Ed. Univ. Transilvania.

112
Boni P. 1987. Efectele cardiovasculare ale mofetei din Covasna sub influența unor droguri
cardiac active la bolnavii cu cardiopatie ischemica. Lucrare de diplom ă, IMF,
Tg. Mureș.
Brassai Z. 1999 . Mofetele și băile carbogazoase în tratamentul arteriopatiilor obliterante ale
membrelor inferioare . Romanian Journal of Angiology and Vascular Surgery
22.
Brassai Z. 2000 . A perifériás érbetegségek, ahogyan ma látjuk. [B oli vasculare periferice,
cunoștiințe actuale, lb. maghiară]. Természet Világa Orvostudományi
Különszám 131.
Brassai Z., Makó K., Brassai A. și Puskás A. 2004. A kovászna szénsavas fürdők és mofetták
a végtagi verőérszükületek kezelésében. [Băi carbogazoas e și mofete din
Covasna în tratamentul vasocontricțiilor membrelor, lb. maghiară]. Cluj –
Napoca: Ed. Scientia.
Bunz l K., Schimmack W., Kreutzer K. și Schierl R. 1989. Interception and retention of
Chernobyl USSR – derived cesium – 134, cesium – 137 and ru thenium – 106
in a spruce stand [Intercepția și retenția de 134Cs, 137Cs și 106Ru cu origine la
Cernobâl – URSS în fondul de molid, lb. engleză]. Sci. Total Environ. 78:77 –
78.
Butterman, W.C., Brooks, W.E. și Reese, R.G. 2005. Mineral Commodity Profile: Cesium .
[Materii prime minerale: Cesiu, lb. engleză]. U.S. Geological Survey, Reston,
Virginia.
Calmon Ph., Thiry Y., Zibold G., Rantavaara A. și Fesenko S. 2008. Transfer parameter
values in temperate forest ecosystems: a review [Conspect: valori privind
parametrii de transport în păduri temperate, lb. engleză]. J. Environmental
Radioactivity Volume 100, Issue 9 .
Carlo A.E., Sanders P., Andriessenan S. și. Clo etingh 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.

113
Cheresteș, C. 2011. Contribuții privind utilizarea sistemelor dozimetrice t ermoluminescente
în câmpuri mixte de radiații nucleare. Universitatea din București, Facultatea
de Fizică: Teză de doctorat.
Clarck, H.M. 1955. A table of radionuclides arranged according to half – life [Tabelul
radionuclizilor aranjat pe baza timpilor de înjumătățire, lb. engleză]. Ed.
Rensselaer Polytechnic Institute.
Clinovschi, F. 2005. Dendrologie. Ed. Univ. Suceava.
Constantinescu B., Galeri u D., Ivanov E.A., Pascovici G. și 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 nuclear ă, 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 uraniu m 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., I urian A.R., Incze R., Kovacs T. și Zunic Z.S. 2016. The use of tree b ark as long
term biomonitor of 137Cs deposition [Utilizarea ritidomului arborilor ca și
biomonitor pe termen lung pentru 137Cs, lb. engleză]. J. Environmental
Radioactivity 153: 126 – 133.
Cosma C., Iurian A.R, Niță D.C., Begy R. și Cîndea C. 2011. Conside rations about the
presence of Fukushima radionuclides in the NW part of Romania [Diferite

114
aspecte ale prezenței radionuclizilor din Fukusima în partea de NV a
României, lb. engleză]. Romanian J. Phys. 56(9 – 10):1999 – 2007.
Cosma C., Iurian A.R., Niță C.D., Begy R. și 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. Environmental
Radioactivity 114:1 – 6.
Cosma C. și Jurcuț T. 1996. Radonul și mediul înconjurător . Cluj – Napoca: Editura Dacia.
Cosm a C., Dicu T., Dinu A. și Begy R. 2009 . Radonul și cancerul pulmonar . Ed. Quantum.
Cosma C., Moldovan M., Dicua T. și Kovacs T. 2008 . Radon in water from Transylvania
(Romania) [Radonu l 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 spa ții 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. 2008 . Radon a természetes és épített környezetben [Radonul în mediu natural și
antropic, lb. m aghiară]. Debrecen : Teză de doctorat .
Cucoș (Dinu) A., Cosma C., Dicu T., Begy R., Moldovan M., Papp B., Ni ță D., Burghele B.
și Sainz, C. 2012 . Thorough investigations on indoor radon in Băița radon –
prone area (Romania) [Investigații privind radonul din spații închise în zona
Băița (România), lb. engleză]. Science of the Total Environment, 431, 1, 78 –
83.
Cucoș (Dinu) A., Vasilniuc S., Timar – Gabor A., Manea P. și Cosma C. 2014 . Contribution
of radon dose to the patient exposure in the mofette of Covas na sanatorium,

115
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. și Tomasek L. 1995. Recent results from the study of West Bohemian uranium
miners exposed to radon and its progeny [Rezultate recente despre minerii
expuși la radon și descendenții săi din minele de uraniu din Bohemia de Vest,
lb. engleză]. Environ. Health Perspect. 1995;103(S2):55 – 57.
De Cort, M. Dubois G., Fridman S.D.,Germenchuk M.G., Izrael Y.A., Janssens A. et al .
1998. Atlas of caesium deposition in Europe after the Chernobil Accedent
[Atlasul depunerii de cesiu în Europa după accide ntul de la Cernobâl]. EUR
Report 16733. EC office for official publications, Luxembourg.
Deetjen P. și Falkenbach A. (Ed.). 1999 . Radon and Health [Radon și sănătate, lb. engleză].
Ed. P. Lang.
Deetjen P., Falkenbach A., Harder D., Jockel H., Kaul A. și Ph ilipsborn 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.
germa nă] Radiz Schlema.
Dinu A., Cosma C., Dicu T.,Papp B., Niță D.C., Begy R., Moldovan M., Cîndea C., Fulea D.
și Sainz C. 2011 . Situația actuală a măsurătorilor de radon indoor și
perspectiva acțiunilor de remediere în zona minieră Băița – Bihor (România).
Ecoterra, Nr. 27.
EC (European Commission). 1990 . Commission recommendation of 21 February 1990 on the
protection of the public against indoor exposure to radon. [Recomandări din
domeniul culturii de radioprotecției, lb. engleză]. (90 / 143 / Euroatom),
Official Journal of the European Commission 199639 L80 26 – 27.
EC. 1996. Council Directive 96 / 29 / Euroatom of 13 May 1996 laying down the basic safety
standards for the protection of health of workers and the general public
against the dangers of ionizing radiation. [Directivă din domeniul culturii de

116
radioprotecție, lb. engleză]. Official Journal of the European Commission
1996 39 L159 1 – 114.
EC. 1997. Recommendations for the implementation of Title VII of the European Basic Safety
Standards concerning significant increases in exposure due to natural
radiation sources. [Recomandări din domeniul culturii de radioprotecție, lb.
engleză]. Radiation Protection 88. European Commission, Office for Official
Publications of the European Commission. Radiation Pro tection Series.
EPA (United States Environmental Protection Agency). 2016 . www.epa.gov / radiation.
[accesat la 26 noiembrie 2016]
Evans, R.D. 1982 . The Atomic Nucleus. [Nucleul atomic, lb. engleză]. Ed. Krieger, New
York.
Falkenbach A., Kova cs A.J., Frank e A., Jorgens K. și Ammer K. 2005 . Radon therapy for the
treatment of rheumatic diseases, review and meta – analysis of controlled
clinical trials [Terapie cu radon pentru boli reumatice, conspect și analiză
pentru cazuri clinice controlate, lb. engleză]. Rheumatology International 25
(3), 205 – 210.
Feru A. 2012 . Ghidul apelor minerale naturale . București: Apemin.
Fesenko S. V., Soukhova N.V., Sanzharova N.L., Avila R., Spir idonov S.I., Klein D., Lucot
E. și Badot P. – M. 2001 . Identification of processes governing long – term
accumulation of 137Cs by forest trees following the Chernobyl accident
[Identificarea proceselor de acumulare pe termen lung a cesiului – 137 în
arborii din păduri în urma accidentului de la Cernobâl, lb. engleză]. Radiat.
Environmental Biophys. 40:105 – 113.
Fesenko S.V., Sukhova N.V., Spiridonov S.I., Sanz harova N.I., Avila R., Klein D. și Badot
P.M. 2003 . Distribution of 137Cs in the Tree Layer of Forest Ecosystems in the
Zone of the Accident at the Chernobyl Nuclear Powe r 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.

117
Fielitz W. și Seghedi I. 2005. Late Miocene – Quaternary volcanism, tectonics a nd drainage
system evolution in the East Carpathians [Vulcanism în Miocen – Cuaternar,
evoluția sistemului tectonic și de drenaj în Carpații Orientali, lb. engleză],
Romania în Tectonophysics (410).
Fridvaldszky J. 1767 . Mineralogia Magni Principatus Trans ilvaniae seu Metallia, Semi –
Metallia, Sulphura, Salia, Lapides et Aquae conscripta. [Mineralogia
Principatului Transilvania privind metalele, semi – metalele, sarea, piatra și
apa, lb. latină] Cluj – Napoca.
Gabor (Timar) A. și Cosma C. 2014. Radioactivi tatea mediului, îndrumător pentru seminar și
laborator. Universitatea Babeș – Bolyai , Cluj – Napoca.
Goor F. și Thiry Y. 2004. Processes, dynamics and modelling of radiocaesium cycling in a
chronosequence of Chernobylcontaminated Scots pine (Pinus sylvestris L.)
plantations [Procese, dinamică și modele privind circuitul radiocesiului în
plantații de pin contaminate în urma accidentului de la Cernobâl, lb. engleză].
Sci. Total Environ 325:163 – 180.
Guvernul României (G.R.) 2004 . Hot. 1.154, privind aprobarea normelor tehnice unitare
pentru realizarea documentațiilor complexe de atestare a funcționării
stațiunilor balneare, climatice și balneoclimatice și de organizare a întregii
activități de utilizare a factorilor naturali. Publicată în: Monitorul O ficial Nr.
752 din 18 august.
Gyila S. 2006 . A mofetták kérdésköre – interdiszciplináris vetületekben [Tematica mofetelor
din perspectivă interdisciplinară, lb. maghiară]. Apele minerale din Bazinul
Carpatin III, Conferință Științifică Internațională, Mier curea – Ciuc.
Harangi Sz. 2011 . Vulkánok [Vulcanii, lb. maghiară]. Budapest: Geolitera.
Harley J.H. 1992. Measurement of 222Rn: A brief history [Scurt istoric: Măsurarea radonului
– 222, lb. engleză]. Radiation Protection Dosimetry,45 (1 – 4), p.13 – 18.
Harrison J.D. și Marsh J.W., 2012. Effective dose from inhaled radon and its progeny [Doza
efectivă în urma radonului inhalat și a produșilor săi de dezintegrare, lb.
engleză]. ICRP Publication.

118
Hening K. 2015. Utilizarea detectorilor de urme în studiul rad onului: expunere rezidențială
și instituțională. Cluj – Napoca , Universitatea Babeș – Bolyai: Teză de
doctorat.
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]. Bulgarian
Journal of Physics, 98 – 103.
ICRP (International Commission on Radiation Protection) 1994 . Publication 65: Protection
against radon – 222 at home and the work [Publicația 65: Protecție împotriva
radonului – 222 în locuințe și la locurile de muncă, lb. engleză]. Oxford:
Pergamon Press.
Incze R., Papp B., Burghele B.D., Cosma C. și Gyila S. 2016 . Follow – up measurements to
estimate the exposu re to patients in the mofettes from Covasna county
(Romania). [Măsurători pentru estimarea dozelor efective primite de pacienți
în mofetele din jud. Covasna (România), lb. engleză] Romanian Journal of
Physics, articol acceptat.
International Atomic Energy Agency (IAEA). 2016 . www.iaea.org [accesat la 26 noiembrie
2016]
Jakab K. (Ed.). 1974. Hargita megye természetes gyógytényezői [Factorii naturali terapeutici
din jud. Harghita, lb. maghiară]. Miercurea Ciuc: Direcția Sanitară.
Jakab K. 1977. Date actuale privind proprietățile fizico – chimice ale băilor de gaze
sulfuroase carbogazoase . Tg. Mureș , IMF: Teză de doctorat.
Jánosi Cs., Péter É. și Jánosi K. 2005 . Székelyföldi fürdők [Băi din Ținutul Secuiesc, lb.
maghiară] în Múzeumi Évkönyv. Miercurea – Ciuc.
Jánosi Cs., Berszán J. și 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.

119
Jordan H. 1964 . Grundriß der Balneologie und Balneobioklimatologie [Conspectul
balneologiei și al balneoclimatologiei, lb. germană]. Leipzig.
Kant K., Chauhan R.P. , Sharma G.S. și Chakarvarti S.K. 2003 . Hormesis in humans exposed
to low – level ionizing radiation [Fenomenul hormesis în corpul uman expus
la radiații ionizante la nivel scăzut, lb. engleză]. International Journal of Low
Radiation 1, 76 – 87.
Kávási N., Kovács T., Somlai J., Jobbágy V., Nagy K., Deák E., Berhés I., Bender T.,
Ishikawa T. și Tokonami S. 2011 . Comparison of urinary excretion of radon
from the human body before and after radon bath therapy. [Comparația
radonului din excreția urinară înainte și după tratamentul cu radon, lb.
engleză]. Radiation Protection Dosimetry, pp. 1 – 4.
Kikeli P., Benedek G., Szőke E., Cseh B., Tatár M. și 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 137Cs, 40K, 232Th and 238U using oak bark in Belgrade Forest
[Biomonitorizare de 137Cs, 40K, 232Th și 238U din scoarță de gorun din Pădurea
Belgrad, lb. engleză]. Istanbul: Turk. Nucl. Technol. Radiat. Prote ction 27 / 2,
137 – 143.
Kirchhoff, G. și Bunsen, R. 1861 . Chemische Analyse durch Spectralb eobachtungen.
[Analize chimice cu ajutorul experimentelor spectrale, lb. germană]. Annalen
der Physik und Chemie . 189 (7): 337 – 381.
Kisgyörgy Z. 1976. Kovászna megye ásványvizei. [Apele minerale din județul Covasna, lb.
maghiară] în Aluta, Sf. Gheorghe.
Kisgyörgy Z. 1985 . Munții Bodoc – Baraolt. București: Hărți turistice montane.
Kisgyörgy Z. 2013 . Háromszéki borvizeskönyv [Ape minerale în județul Covasna, lb.
maghia ră]. Sf. Gheorghe: Ed. Háromszék Vármegye
Kisgyörgy Z. și Dukrét L. 2001 . Baróti – Hegység, Bodoki – Havasok. [Munții Bodoc –
Baraolt, lb. maghiară]. Csíkszereda: Editura Pallas – Akadémia.

120
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
extrapulm onary 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.of 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 sc oarță la trei specii de arbori în pădurile Fukusima după
accidentul nuclear de la Fukusima Daiichi, lb. engleză]. Journal Of
Environmental Radioactivity 122, 37 – 42.
Lázár I., Tóth E., Marx G., Cziegler G. și Köteles G.J. 2003 . Effects of residential rado n on
cancer incidence [Efectul radonului rezidențial asupra apariției de cancer, lb.
engleză]. Journal of Radioanalytical and Nuclear Chemistry 258, 519 – 524.
Mócsy I. și Néda T. (ed.) 2005 . Radon a Kárpát – medencében. [Radon în Bazinul Carpatin,
lb. mag hiară]. Cluj – Napoca.
Munteanu C. și Cinteza D . 2011 . Cercetarea științifică a factorilor naturali terapeutici .
București: Ed. Balneară.
Mureșan Gh. 1974. Curs de balneologie . Cluj – Napoca: I.M.F.
Nagy K. 2008. Radontartalmú gyógyvízzel és gyógybarlangga l végzett klinikai és
experimentális vizsgálatok [Examinare clinică și experimentală cu ape și
peșteri terapeutice cu conținut de radon, lb. maghiară]. Szeged : Teză de
doctorat.
Néda T., Szakács A., Cosma C. și Mócsy I. 2008a . Radon concentration measurements in
mofettes from Harghita and Covasna Counties, Romania [Măsurători de

121
concentrație de radon în mofetele din județele Harghita și Covasna, Romania,
lb. engleză] în Journal of Environmental Radioactivity 99.
Néda T., Szakács A., Mócsy I. și Cosma C. 2008b . Radon concentration levels in dry CO2
emanations from Harghita Băi, Romania, used for curative purposes
[Concentrație de radon în mofetele din Harghita Băi, Romania, folosite cu
scop terapeutic, lb. engleză] în Journal of R adioanalytical and Nuclear
Chemistry, Vol. 277, No.3.
Nusinovici S., Vacquier B., Leuraud K., Metz – Flamant C., Caër – Lorho S., Acker A. et al.
2010. Mortality from circulatory system diseases and lowlevel radon exposure
in the French cohort study of ura nium miners, 1946 – 1999. [Mortalitate din
cauza bolilor vasculare și expunere la radon în mine de uraniu, Franța, 1946
– 1999, lb. engleză]. Scand. Journal of Work Environmental Health; 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 tecto nice, lb. engleză] .
Geofluids, 10 (4), pp. 586 – 593.
Papp B. 2011 . Radonul și fluxul radonului în sol. Aplicații în știința mediului, în geologie și
geofizică. Cluj – Napoca, Universitatea Babeș – Bolyai : Teză de doctorat.
Péter E. și Makfalvi Z. 2011 . Száraz gázömlések és az ásványvizeket kisérő gázok a Kelemen
– Görgény – Hargita vulkáni vonulat övezetében [Gaze din mofete și ape
minerale din Munții Călimani – Ghiurghiului – Harghita, lb. maghiară ] în
Bányászat, vol. 81: Miskolc.
Pfanz, H. 2007 . Mofette plants: Can vegetation help in predicting earthquakes or volcanic
eruptions? [Plante din zona mofetelor. Poate contribui vegetația la predicția
cutremurelor și erupțiilor vulcanice?, lb. engleză]. Lima: 2nd Alexander von
Humboldt International Conference.
Pfanz, H. 2008. Mofetten – Kalter Atem schlafender Vulkane. [Mofete – Respirația rece a
vulcanilor adormiți, lb. germană]. Societatea Vulcanologică Germană.

122
Popa, I., 2004. Fundamente metodologice și aplicații de dendrocronologie. Câmpulung
Moldovenesc: Ed. Tehnică Silvică.
Pratzel H.G. și Deetjen P. (Editori). 1997 . Radon in der Kurortmedizin [Radonul în medicina
balneară, lb. germană]. Ed. ISMH.
Pricăjan A. 1985. Substanțele minerale terapeutice din România . București: Ed. Științ ifică și
Enciclopedică.
Radosys 2016 . www.radosys.com . [accesat la 26 noiembrie 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 ridicat e
de CO 2, lb. engleză] . Cambridge: Cambridge University Press.
Ronneau C., Sombre L., Mytten aere C., Andre P., Vanhouche M. și Cara J. 1991 .
Radiocaesium and potassium behaviour in forest trees [Comportamentul
radiocesiului și al potasiului în arbori din p ădure, lb. engleză]. Journal of
Environmental Radioactivity 14:259 – 268.
Rulik P., Pilatova H., Suchara I. și Sucharova J. 2014 . Long – term behaviour of 137Cs in
spruce bark in coniferous forests in Czech Republic [Comportamentul cesiului
– 137 în scoarț ă de brad în păduri de conifere din Republica Cehă, lb.
engleză]. Environmental Pollut. 184, 511 – 514.
Russell , D., Schulz, H., Hohberg K. și Pfanz, H. 2011 . Occurrence of collembolan fauna in
mofette fields (natural carbondioxide springs) of the Czech Republic [Apariția
faunei de Collembola în zona mofetelor (izvoare naturale de dioxid de carbon)
în Republica Cehă, lb. engleză]. Soil Organisms Vol. 83.
Seghedi I., Matenco L., Down es H., Mason P.R.D., Szakacs A. și Pecskay D. 2010 . Tectonic
significance of changes in post – subduction Pliocene – Quaternary
magmatism in the south east part of the Carpathian – [Semnificația tectonică
a schimbărilor post – subducționale al magmatismului Pliocene – Cuaternar
cu privire la partea sud – estică a Carpaților, lb. engleză] în Tectonophysics
502(2).

123
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 137Cs și 39K în ecosisteme forestiere în zona Bryansk în perioada
post – Cernobâl, lb. engleză]. Moscow Univ Soil Sci Bull. 66(3):123 – 128.
Sibanc N., Alex J. Dumbrell A.J., Ines Mandić – Mulec I. și 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. și Badot P. – M. 2003.
137Cs distribution among annual rings of different tree species contaminated
after the Chernobyl accident [Distribuția de 137Cs în inele anuale ale
diferitelor specii de arbori după accidentul de la Ce rnobâl, lb. engleză].
Journal of Environmental Radioactivity 65:19 – 28.
Suchara I., Rulik P., Hulka J. și Pilátová H. 2011 . Retrospective determination of 137Cs
specific activity distribution in spruce bark and bark aggregated transfer
factor in forests o n the scale of the Czech Republic ten years after the
Chernobyl accident [Determinarea retrospectivă a cesiului – 137 în scoarță
de brad și a factorului de transfer în păduri pe scala Republicii Cehă, 10 ani
după accidentul de la Cernobâl, lb. engleză]. Sci. Total Environ. 409:1927 –
1934.
Szabó Á. 1957. Ásványvizek és gázömlések a Magyar Autonóm Tartományban. [Ape
minerale și mofete în Reg. Aut. Maghiară, lb. maghiară]. Cluj – Napoca:
Editura Academică.
Szabó Á. 1978 . Ape și gaze radioactive în R.S. Români a. Cluj – Napoca: Editura Dacia.

124
Szabó Á. 2005 . Radioaktív ásványvizek és mofettagázok [Ape minerale și mofete radioactive,
lb. maghiară]. Cluj – Napoca: Ed. Studium.
Szabó Á., Bogdan D. și Kisgyörgy Z. 1978. Contribuții privind studiul radioactivității apelor
minerale și mofetelor de la Covasna, Băile Bálványos și Malnaș Băi, jud.
Covasna. Cluj – Napoca: I.T.I.M.
Szabó Á. și Bogdan D. 1979 . Studiu privind compoziția radioizotopică a apelor minerale și a
gazelor mofetice din județul Covasna. Cluj – Napoca : Institutul de Tehnologie
Izotopică și Moleculară.
Szabó E. și Szabó S. Zs. 1981 . Újabb fiziko – kémiai vizsgálatok a Büdös barlangban
[Analize fizico – chimice noi în Peștera Puturoasă din Turia, lb. maghiară] în
Aluta, Sf. Gheorghe.
Szabó E. 1992. Kovás zna megye legfontosabb szén – dioxid, illetve kénhidrogén tartalmú
„gőzlőinek” természetes radioaktivitása. [Radioactivitatea naturală a
emanațiilor de gaze cu dioxid de carbon și hidrogen sulfurat din jud. Covasna,
lb. maghiară] Izotóptechnika, diagnoszti ka. 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 R igó F. 2006. Erdélyi mofetták környezettudományi
szempontú geológiai, kémiai, fizikai és biológiai tanulmányozása [Cercetare
caracteristicilor geologice, chimice, fizice și biologice ale mofetelor din
Transilvania din perspectiva științei mediului, lb. mag hiară]. Cluj – Napoca:
Univ. Sapientia, Catedra de Șt. Mediului.
Toader, M. și Vasilache, R.A. 1995 . Estimate of the internal doses due to 137Cs și 90Sr in the
population of Bucharest, in the first five years after the Chernobyl accident.
[Estimarea dozei interne din cauza 137Cs și 90Sr în cadrul populației umane
din București în primii cinci ani după accidentul de la Cernobâl, lb. engleză].
Romanian Journal Biophysics, 5, 135.

125
Tóth E. 2003. Radon és szén – dioxid: mátraderecskei tapasztalatok [Radon și dio xid de
carbon: experiențe din Mátraderecske, lb. maghiară]. Magyar Tudományos,
Üzemi és Szaklapok Újságíróinak Egyesülete, aplicație de teren.
UNSCEAR 2000. Sources and Effects of Ionizing Radiation [Sursele și efectele radiațiilor
ionizante, lb. engleză], Report to the General Assembly of the United Nations
with Scientific Annexes, sales publication, New York.
Vallasek I. 2011. A székelyföldi mofetták hasznosítási lehetőségei. [Posibilități de
valorificare ale mofetelor din Ținutul Secuiesc, în lb. maghiar ă]. 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]. Debrecen: Teză de doctorat.
Vaselli O., Minissale A., Tassi F., Magro G., Seghedi I., Ioane D. și Szakács A. 2002. A
geochemical traverse across the Eastern Carpathians (Romanian): constraints
on the origin and evolution of the mineral water and gas discharges [Analiză
geoc himică 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. și Batiĉ F. 2002. Photosynthesis of
cockspur (Echinoch loa crus – galli (L.) Beauv.) at sites of naturally elevated
CO 2 concentration [Fotosinteza la planta Echinochloa crus – galli (L.) Beauv.
în condiții naturale de concentrație ridicată de CO 2 , lb. engleză].
Photosynthetica 40.
Vodnik D., Kastelec D., Pfan z H., Maĉek I. și Turk B. 2006. Small – scale spatial variation
in soil CO 2 concentration in a natural carbon dioxide spring and related
properties at the plant level [Variații spațiale la scară mică de concentrație de
CO 2 în sol într – un izvor natural de dioxid de carbon și proprietăți
consecvente la nivelul plantelor, lb. engleză]. Geoderma 133.
Williams, M. Wholers, D., Citra, M., Diamond, G., și S. Swarts. 2004. Toxicological profile
for cesium. [Profilul toxicologic al cesiului, lb. engleză]. ATSDR: A tlanta,
Georgia.

126
Zhiyanski M., Sokolovska M., Bech J., Clouvas A., Penev I. și Badulin V. 2010. Cesium –
137 contamination of oak (Quercus petrae Liebl.) from sub – mediterranean
zone in South Bulgaria [Contaminarea gorunului (Quercus petrae Liebl.) cu
cesiu – 137 din zona sub – mediterană în partea de Sud a Bulgariei, lb.
engleză]. Journal of Environmental Radioactivity 101:864 – 868.

127
ANEXA NR. 1.: Articol publicat în Romanian Journal of Physics (prima pagină)
Cuvinte cheie: mofetă, radon, activitate, doză efectivă

128
ANEXA NR. 1.: Articol publicat în J. of Environmental Radioactivity (prima pagină)
Cuvinte cheie: 137Cs, scoarță de copac, acumulare de radionuclizi, contaminare scoarță

129

ANEXA NR. 3.
ABREVIERI

ANM – Administrația Națională de Meteorologie
ANPM – Agenția Națională pentru Protecția Mediului
CNCAN – Comisia Națională pentru Controlul Activității Nucleare
IBSS – Standarde internaționale fundamentale de securitate pentru protecția
împotriva radiațiil or ionizante și pentru siguranța surselor de radiații
(International Basic Safety Standards for Protection against Ionizing Radiation
and for the Safety of Radiation Sources)
ICN – Institut de Cercetări Nucleare
ICRP – Comisia Internațională de Protecție Radiologică (International Commission
on Radiation Protection)
ICRU – Comisia Internațională de Unități și Măsurători de Radiații (International
Commission on Radiation Units and Measurements)
ISMH – Societatea Internațională pentru Hidrologie și Clima tologie Medicală
(International Society for Medical Hydrology and Climatology)
LNT – Modelul Linear No Treshhold
UNSCEAR – Comisia Științifică a Națiunilor Unite pentru Efectele Radiațiilor Atomice
(United Nation Scientific Committee on the Effects of At omic Radiation)

130
ANEXA NR. 4.
LINK – URI UTILE
Site Observații
www.meteoromania.ro Administrația Națională de Meteorologie
www.anpm.ro Agenția Națională pentru Protecția Mediului
www.aquasic.ro Asociația de Dezvoltare Intercomunitară
Aquasic
www.euradon.de Asociația Europeană de Radon și Spa
www.csomad – balvanyos.ro Asociația Vinca Minor
www.ubm.ro / sites / CJEES / Carpathian Journal of Earth and
Environmental Sciences
www.cncan.ro Comisia Națională pentru Controlul
Activității Nucleare
www.ecoterra – online.ro ECOTERRA Journal of Environmental
Research and Protection
www.iaea.org International Atomic Energy Agency
www.icru.org International Commission on Radiation Units
and Measurements
http://torja.info Primăria comunei Turia, jud. Covasna
www.smartradon.ro Proiectul Smart Rad En
www.unscear.org United Nation Scientific Committee on the
Effects of Atomic Radiation
enviro.ubbcluj.ro Universitatea Babeș – Bolyai, Facultatea de
Știința și Ingineria Mediului

131
ANEXA NR. 5.
REZUMAT SPECIAL (ÎN IMAGINI)
Pe teren…

La Peșteră Puturoasă în
2013 conturăm,
concretizăm tema de
cercetare…

Distribuirea detectorilor de
222Rn pe 3 nivele în mofeta
de la Șugaș Băi
Participarea „asistentului”
la prelevarea probelor de
sol în zona ariei protej ate
Ciomad – Bálványos
(județul Covasna)

132
Conferința Central și Est – Europeană pentru Sănătate și Mediu,
25–30 mai 2014, Cluj – Napoca

Prezență la eveniment științific
internațional, incluzând participarea la
secția de poster, respectiv la ștandul
apelor minerale și al mofetelor

133
În laborator…

Sistemul RadoSys 2000 folosit
pentru mǎsurarea concentrațiilor de
radon

Laboratorul de Radioactivitatea
Mediului și Datare Nuclearǎ din
cadrul Universității Babeș – Bolyai,
Facultatea de Știința și Ingineria
Mediului, Cluj – Napoca

134
ANEXA NR. 6.
ÎN LOC DE EPILOG

Am început această cercetare în anul 2012. De atunci, mulți m – au întrebat: de ce se
face un doctorat? M – am întrebat și eu. Deși este adevărat, reprezintă doar un răspuns banal
și parțial, că este necesar pentru următoarea treaptă în cariera mea. Paraxe nia 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 lite ratură, totuși, este firesc să
conștientizăm dimensiunile acestei lucrări și, în consecință, să ținem cont de acele activități
familiale, prietenești, sportive, culturale, profesionale etc. care se petrec fără prezența noastră.
Creația cu patimă, respectiv aspectele împlinirii oferite de o îndeletnicire intelectuală ne
străfulgeră mintea și, pe parcurs, recunoaștem descrierile etologului renumit, Desmond
Morris din cartea sa intitulată Natura fericirii.
Totodată, cadrul școlii de doctorat al Universității Babeș – Bolyai, Facultatea de Știința
și Ingineria Mediului mi – a oferit șansa de a – mi îmbogăți cunoștințele dintr – o anumită
zonă geografică și dintr – un anumit segment al științei. Vizita pe teren nu înseamnă doar
amplasare de detectori în mofete sa u 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 depă șește limitele acestor ani de cercetare. Nu mă refer doar la colegii contemporani,
ci și la acei savanți cu care „am purtat discuții” virtuale în limitele literaturii de specialitate,
trecând peste barierele deceniilor, secolelor.
Cu toate aceste experienț e 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.