Holz und Pellets ➜ radioaktive Strahlenbelastung und Cäsium 137 Messwerte

Holz kann durch Cäsium 137 oder Strontium 90 radioaktiv belastet sein. Für Holz aus deutschen Wäldern besteht keine Gefahr.

Im Falle eines nuklearen Unfalls, bei dem Radionuklide in die Biosphäre freigesetzt werden, kann die radioaktive Kontamination von Wäldern zu einer bedeutenden potenziellen Quelle für die Strahlenexposition der Bevölkerung werden. Cäsium 137 und Strontium 90 verbleiben langfristig in den oberen Bodenschichten in Waldökosystemen. Über die Wurzeln gelangen diese Radionuklide in das Holz und können so Radioaktivität speichern und stellen eine potentielle Strahlenbelastung für den Menschen dar.

Zwei dieser Unfälle – der Kyshtim-Unfall im Ural in der UdSSR (jetzt Russische Föderation) im Jahr 1957 und der Tschernobyl-Unfall in der UdSSR (jetzt Ukraine) im Jahr 1986 – führten zu einer erheblichen Kontamination von Tausenden von Quadratkilometern Waldflächen mit Radionuklidgemischen, darunter langlebige Spaltprodukte wie Cs 137 und Sr 90. Messungen und Modellierungen von Waldökosystemen nach beiden Unfällen haben gezeigt, dass nach anfänglicher Kontamination die Aktivitätskonzentration langlebiger Radionuklide in Holz über ein bis zwei Jahrzehnte allmählich zunimmt und in den folgenden Jahrzehnten langsam abnimmt Zeitraum. Die Langlebigkeit der Kontamination beruht auf der langsamen Migration und der anhaltenden Bioverfügbarkeit von Radionukliden im Waldbodenprofil, die zu einer langfristigen Übertragung in das Holz durch das Wurzelsystem der Bäume führen.

Der Transfer von Cäsium 137 aus dem Boden in das Holz von Bäumen ist relativ gering. Holz aus Deutschland ist strahlenbiologisch für den Menschen unbedenklich. In der Asche kann die Radiocäsium Aktivität allerdings bis zu 100fach höher als im Holz sein.

Cs-137 und K-40 in Holz von Bäumen

Die folgenden Untersuchungen sind Auszüge aus dem Abschlussbericht „Radioaktivität in Wildtieren“, wo die Radioaktivität auch von Holz, Wurzeln, Blätter und Rinde von Bäumen auf Dauerprobeflächen gammaspektrometrisch bestimmt wurde (Fielitz 2004). Alle Aktivitätsangaben beziehen sich auf Trockensubstanz!

Ziele und Methoden

Bäume spielen im Elementhaushalt von Waldökosystemen eine wichtige Rolle. Deswegen wurde auf den Probeflächen die Verteilung von Radiocäsium und Kalium-40 in verschiedenen Baumarten untersucht. Die Bäume wurden dabei in folgende Kompartimente aufgeteilt: Blattorgane, Äste, Rinde, Holz, Wurzeln < 5 mm und Wurzeln > 5 mm.

Ziel dieser Untersuchung war es, festzustellen, in welchem Maße die verschiedenen Baumgewebe Radiocäsium akkumulieren und welche Unterschiede im stoffwechsel-physiologischen Verhalten zwischen Cs-137 und K-40 bestehen. Letztlich sollte damit auch die Frage beantwortet werden, ob sich Radiocäsium als Tracer für Kalium in der Waldökosystemforschung eignet.

Cäsium 137 Aktivität im Holz von Buchen und Fichten
Cäsium 137 Aktivität im Holz von Buchen und Fichten

Die Probenahme erfolgte i.w. 1992. Von einigen Baumarten konnten nur wenige Kompartimente und auch diese nur in geringer Anzahl untersucht werden. In diesen Fällen wurde auf die statistische Auswertung der Meßergebnisse verzichtet. Die meisten Proben konnten auf B1 von Fichten und auf F1 von Kiefern untersucht werden. Für die einzelnen Baumkompartimente wurden Transferfaktoren für Cs-137 berechnet. Da sich die Baumarten in der Ausbildung ihres horizontalen und vertikalen Wurzelsystems unterscheiden und damit die Nährstoffe aus unterschiedlichen Bodentiefen aufnehmen, erfolgte die Berechnung der Transferfaktoren flächenbezogen. Für Äste und Rinde wurden keine Transferfaktoren berechnet, denn ein Teil der in diesen Kompartimenten vorhandenen Aktivität stammte noch von trockener und nasser Deposition aus dem Tschernobyl-Fallout. Für einige Kompartimente wurden zusätzlich die Anteile an der Cs-137 Aktivität berechnet, die aus dem Kernwaffen- und Tschernobyl-Fallout stammten, um Translokalisationsvorgänge und das Langzeitverhalten von Cs+-Ionen in den Baumorganen besser verstehen zu können.

Verteilung von Cäsium 137 und Kalium 40 in Nadeln, Rinde, Holz, Wurzeln und Blätter

Die Ergebnisse sind in der Tabelle 1 angegeben. Bei den Aktivitätsangaben von Fichtennadeln wurden nur die Meßergebnisse aus dem 1. und 3. Nadeljahrgang berücksichtigt, da sich die einzelnen Nadeljahrgänge in ihrer Biomasse und dem Cs-137 Gehalt voneinander unterschieden (jüngere Nadeln haben eine geringere Biomasse als ältere). Diese Auswahl wurde auch im Hinblick auf die Vorratsberechnung getroffen, um die Cs-137 und K-40 Vorräte in der Nadelmasse möglichst realistisch abzuschätzen.

Die Kompartimente jeder Baumart unterschieden sich in ihren spezifischen Cs-137 und K-40 Aktivitäten. Beide Nuklide zeigten unterschiedliche Verteilungsmuster. Zwischen Bäumen derselben Art variierten die Cs-137 Aktivitäten in gleichen Kompartimenten um bis zu einer Größenordnung.

Messwerte der Radioaktivität von Buchen, Birken, Fichten und Ebereschen

Die K-40 Meßdaten der einzelnen Kompartimente waren z.T. normal, z.T. log-normal verteilt. So betrug z.B. der arithmetische Mittelwert der spezifischen K-40 Aktivität in Rinde der Fichten (Picea abies) auf B1 36 Bq/kg, der Median 38 Bq/kg, bei einem Minimalwert von 14 Bq/kg und einem Maximalwert von 61 Bqkg-1. Dagegen lag der arithmetische Mittelwert von Nadeln dieser Bäume bei 200 Bqkg-1, der Median bei nur 130 Bqkg-1, während die Meßwerte von 63 – 620 Bqkg-1 reichten.

Tab. 1: K-40 und Cs-137 sowie Transferfaktoren für Cs-137 in Kompartimenten verschiedener Baumarten auf B1 und B2, Probenahme 1992. Aktivitätsangaben in Bqkg1 TS, Stand 1.5.1986

Baumkompartiment (Alter) n Kalium-40 [Bq/kg] Cäsium-137 [Bq/kg] TFPf Cs-137 [m/kg]
>Probefläche B1< Mittelwert±SD Mittelwert±SD Mittelwert x 10-2
Fichte (110 Jahre)
Nadeln 12 200±130 1.300±820 1,3
Äste 22 120±86 1.200±690
Rinde 12 36±14 1.000±240
Holz 24 41±54 150±0 0,15
Wurzeln < 5 mm 6 95±35 1.800±680 1,8
Wurzeln > 5 mm 6 56±13 540±220 0,55
Buche (80 Jahre)
Blätter 22 280±48 660±580 0,7
Rinde 2 74      _ 1.900    _
Holz 8 46±11 57±37 0,05
Birke (30 Jahre)
Blätter 2 260    _ 330     _ 0,35
Rinde 2 60     _ 190     _
Holz 2 46     _ 50     _ 0,05
>Probefläche B2<
Fichte (110 Jahre)
Nadeln 18 190±130 1.300±540 1,6
Äste 16 240±11 1.400±640
Rinde 2 120      _ 1.300     _
Holz 3            _ 160±33 0,2
Buche (100 Jahre)
Blätter 42 290±130 520±420 0,6
Knospen 8 370±150 770±520 0,9
Holz 1   49      _ 64     _ 0,1
Eberesche (60 Jahre)
Blätter 15 550±12 1.800±540 2,2
Knospen 6 310±86 1.000±280 1,2
Rinde 3 _ 1.200±93 _
Holz 3 _ 150±30 0,2

= die K-40 Aktivität wurde nicht bestimmt oder Standardabweichung/Transferfaktor wurden nicht berechnet

Im Durchschnitt wurden die höchsten spezifischen K-40 Aktivitäten bei allen Baumarten in den Blattorganen, die niedrigsten im Holz festgestellt. Nur Rinde von Fichte enthielt auf B1, mit 36 Bq/kg im Mittel weniger K-40 als Holz, mit 41 Bq/kg. Dieser Unterschied ist nicht signifikant (P<0.05).

Blätter von Buche (Fagus sylvatica) auf B1 enthielten, mit durchschnittlich 280 Bq/kg etwa gleich viel K-40 wie solche auf B2 mit 290 Bqkg-1, ebenso Fichtennadeln mit 200 Bq/kg bzw. 190 Bq/kg. Auf B1 waren die mittleren spezifischen K-40 Aktivitäten im Holz aller untersuchten Baumarten etwa gleich hoch: Fichte 41 Bq/kg, Buche 46 Bq/kg und Birke (Betula pendula) 46 Bq/kg.

Auch BLOCK (1993) fand bei Untersuchungen über das Verhalten von Radiocäsium und K-40 an einem Fichtenbestand in Rheinland-Pfalz, in Nadeln die höchsten, in Holz die niedrigsten spezifischen K-40 Aktivitäten. Zum gleichen Ergebnis kamen ULRICH et al. (1986) für die Verteilung von Gesamtkalium in verschiedenen Kompartimenten bei Buche und Fichte im Solling.

Das Verteilungsmuster der K-40 Aktivität kommt offenbar durch unterschiedlichen Kaliumbedarf der verschiedenen Pflanzengewebe zustande. Besonders Blattgewebe haben, auf-grund ihrer Photosyntheseleistung, einen hohen Stoffwechsel und enthalten in ihrem Cytoplasma relativ viel Kalium. Holzgewebe besteht dagegen zum überwiegenden Teil aus abgestorbenen, der Festigung des Baumes dienenden Zellen mit einem dementsprechend geringen Kaliumgehalt.

Auch bei Cs-137 wurden, im Mittel die geringsten Aktivitäten im Holz festgestellt. Von Fichten auf B1 konnten, bezogen auf alle Kompartimente, die meisten Proben untersucht werden: das Holz enthielt durchschnittlich 150 Bqkg-1, der Median lag bei 140 Bq/kg. Allerdings reichten die Meßwerte von 33 Bq/kg bis 310 Bq/kg, bei einem Variations-koeffizienten von 47 %. Deutlich höhere Aktivitäten als Holz hatten Wurzeln < 5 mm Durchmesser mit 1.800 Bq/kg, Nadeln mit 1.300 Bq/kg, Äste mit 1.200 Bq/kg und Rinde mit 1.000 Bq/kg und Wurzeln > 5 mm mit 540 Bq/kg. Auch bei jedem dieser Kompartimente streuten die Cs-137 Meßwerte erheblich.

Verteilung von Cs-137 und K-40 in Kiefern und Eichen

Im Untersuchungsgebiet Fuhrberg wurden auf F1 drei Eichen (Quercus robur) und einige hundert Meter davon entfernt zehn Kiefern (Pinus sylvestris) beprobt. Die Eichen waren 120 Jahre, die Kiefern 128 Jahre, bzw. 20 Jahre alt. Um festzustellen, ob sich die Radiocäsiumaktivität bei Holz und Rinde, zwischen Stammfuß und Krone unterscheidet, wurden bei den 128 jährigen Kiefern Proben aus beiden Bereichen entnommen. Die Ergebnisse sind in der Tabelle 2 angegeben.

Tab. 2: K-40 und Cs-137 sowie Transferfaktoren für Cs-137 in verschiedenen Kompartimenten bei Kiefer (Pinus sylvestris) und Eiche (Quercus robur) auf F1, Probenahme 1992. Aktivitätsangaben in Bq/kg TS, Stand 1.5.1986

Baumkompartiment (Alter) n Kalium 40 [Bq/kg] Cäsium 137 [Bq/kg] TFPf Cs-137 [m/kg]
Mittelwert±SD Mittelwert±SD Mittelwert x 10-2
Kiefer (128 Jahre)
Nadeln `92 5 140±24 140±17 1,4
Äste 5 77±21 100±14 _
Rinde Krone 5 64±30 170±38 _
Rinde Stammfuß 5 29±9 61±19 _
Holz Krone 5 24±5 30±8 0,3
Holz Stammfuß 5 21±3 34±4 0,35
Wurzeln <5 mm 3 120±6 290±49 2,8
Wurzeln >5 mm 2 33± 33 140±14 1,4
Kiefer (20 Jahre)
Rinde 5 31±8 23±5 _
Holz 5 29±10 11±3 0,1
Eiche (120 Jahre)
Eicheln 6 220±28 470±120 4,6
Blätter 26 320±110 780±250 8
Knospen 5             _ 540±150 5,2
Äste 5 100±17 270±79 _
Rinde 3             _ 87±9 _
Holz 3             _ 15±1 0,15

= die K-40 Aktivität wurde nicht bestimmt oder Standardabweichung/Transferfaktor wurden nicht berechnet

Wie schon bei den Baumarten auf B1 und B2, unterschieden sich auch bei Eichen und Kiefern auf F1 die einzelnen Kompartimente in ihren mittleren K-40 und Cs-137 Aktivitäten. Auch hier hatten Holz geringe, Wurzeln < 5 mm sowie Nadeln relativ hohe Aktivitäten.

Bei den 128-jährigen Kiefern unterschied sich Holz aus dem Kronenraum von dem aus dem Stammfuß weder in der K-40 (24 Bq/kg bzw. 21 Bq/kg) noch in der Cs-137 Aktivität (30 Bq/kg bzw. 34 Bq/kg) signifikant (P<0.01). Auch ULRICH et al. (1986) fanden bei Elementinventuren von Fichtenaltbeständen im Solling, dass Proben zur Analyse von Stammholz einer Altersklasse aus beliebiger Höhe entnommen werden können.

Allerdings waren Holz und Rinde aus dem Stammfuß der 128-jährigen Kiefern, mit 34 Bq Cs-137/kg bzw. 61 Bq Cs-137/kg signifikant höher kontaminiert als bei den 20-jährigen Kiefern, mit 11 Bq/kg bzw. 23 Bq/kg (P < 0.01).

Wurzeln enthalten die meiste Cäsium-Aktivität

Die Wurzeln < 5mm von den 128-jährigen Kiefern enthielten mit durchschnittlich 290 Bq/kg, die höchsten Cs-137 Gehalte im Vergleich zu den anderen Kompartimenten. Kiefernnadeln enthielten, mit 140 Bq/kg, viermal mehr Cs-137 als Holz, mit 34 Bq/kg.

Auffällig bei der Kiefer ist der geringe Cs-137 Gehalt in Rinde vom Stammfuß (61 Bq/kg), im Vergleich zu Rinde aus der Krone (170 Bq/kg). Dies könnte damit erklärt werden, daß die Äste im Kronenraum waagerecht bzw. schräg nach oben ragen und für die Deposition von Radiocäsium während des Tschernobyl-Fallouts eine relativ große Oberfläche abgeben. Während an der vertikal in den Luftraum ragenden Rinde des Stammes vergleichsweise wenig Aktivität abgelagert wurde. Darüber hinaus ist das Verhältnis Oberfläche:Masse bei Rinde aus dem Kronenraum wesentlich größer ist als bei Rinde vom Stamm, selbst bei der Deposition gleicher Cs-Aktivität pro Fläche resultiert eine höhere spezifische Aktivität für Rinde aus der Krone.

Aus der Tabelle 12 ist ersichtlich, dass, wie bei Kiefer, auch bei Eiche die mittlere Cs-137 Aktivität der Kompartimente in der Reihenfolge Blätter > Äste > Rinde > Holz abnimmt. Auffällig ist, dass Eichenblätter durchschnittlich 55mal mehr Cs-137 enthielten als das Holz. Auch die Gehalte von Eicheln waren, mit durchschnittlich 470 Bq/kg relativ hoch. Dagegen ermittelte BLOCK (1993), bei zwei im März 1989 in Rheinland-Pfalz entnommenen Eichen (Quercus robur) die höchsten Cs-137 Aktivitäten in der Rinde.

Im Vergleich zur Aktivität in den Kompartimenten der Kiefer enthielt Holz der Eiche durchschnittlich nur halb so viel, Eichenblätter aber sechsmal mehr Cs-137 als Kiefernadeln.

Diskussion der Ergebnisse

Die Ergebnisse über die Verteilung von Radiocäsium und K-40 in Bäumen zeigen, dass Blätter, Äste, Rinde, Holz und Wurzeln eines Baumes beide Nuklide unterschiedlich anreichern. Bei allen untersuchten Baumarten wurden in den Blattorganen und Wurzeln < 5 mm die höchsten, in Holz die geringsten Cs-137 und K-40 Gehalte festgestellt. Ursache für dieses Verteilungsmuster ist anscheinend der relativ hohe Kaliumbedarf junger, noch wachsender bzw. stoffwechselaktiver Pflanzengewebe. Kalium wird in der Pflanze nicht in organische Verbindungen eingebaut, eine Speicherform existiert nicht, der überwiegende Teil liegt frei im Zellsaft vor (STRASBURGER 1978). Die geringen K-40 Aktivitäten, die für Holz ermittelt wurden, sind somit offensichtlich auf den hohen Anteil abgestorbener, der Festigung des Baumes dienender Zellen zurückzuführen, während in den stoffwechsel-aktivsten Blattorganen vermehrt K-40, stellvertretend für Gesamtkalium benötigt wird. Offenbar folgt Radiocäsium zwar qualitativ dem Stoffwechselweg von Kalium, nicht aber quantitativ. Aus diesem Grund ist Cs-137 in der Waldökosystemforschung kein geeigneter Tracer für Kalium.

Aufgrund der sehr unterschiedlichen Cs-137 Flächenaktivität der Probeflächen (Tabelle 6) lassen sich die Messergebnisse am besten über die Werte der Transferfaktoren vergleichen: gleiche Baumarten konnten, aufgrund des Vorkommens, nur auf den Flächen B1 und B2 untersucht werden. Dort waren die durchschnittlichen TFPf-Werte von Buchenholz, mit 0,05×102 m2/kg bzw. 0,10×102 m2/kg, deutlich geringer als die von Fichtenholz mit 0,15×102 m2/kg bzw. 0,20×102 m2/kg. Auf B2 war der Cs-137 Transfer in Holz bei beiden Baumarten etwas höher als der auf B1.

Bezogen auf alle 3 Probeflächen, wurde der Minimalwert des TFPf für Birkenholz (B1) mit 0,05×102 m2/kg, der Maximalwert mit 0,35×102 m2/kg für Kiefernholz (F1) festgestellt. Der arithmetische Mittelwert (s) der Transferfaktoren für Cs-137 von allen Baumarten war 0,16×102 m2/kg.

Komplexe Zusammenhänge

Die Interpretation von Transferfaktoren ist für die langlebigen Bäume wesentlich komplizierter als für einjährige Acker- und Waldpflanzen. Die in einjährigen Pflanzen enthaltene Cs-137 Aktivität wird kontinuierlich, während der gesamten Biomassenbildung über die Wurzeln aufgenommen (die Cs-Aufnahme aus atmosphärischer Deposition und Resuspension des Nuklids auf oberirdische Pflanzenteile wird gegenüber der Wurzel-aufnahme als vernachlässigbar gering eingeschätzt). Die Werte der Transferfaktoren geben somit die Nuklidaufnahme der Pflanze für den Zeitraum der Vegetationsperiode, die i.d.R. nur wenige Monate dauert, an. In dieser Zeit hat sich im Stoffwechsel der Pflanze, bezogen auf den Cs-137 Gehalt ein Gleichgewichtszustand eingestellt. Die Berechnung von Transferfaktoren nach Gleichung 7 ist nur für diesen Gleichgewichtszustand definiert. In einigen Baumorganen dagegen reichert sich Cs-137 über mehrere Jahre bzw. Jahrzehnte an.

Feinwurzeln und Blattorgane bzw. die jüngsten Nadeljahrgänge geben eher den aktuellen Transfer von Cs-137 wieder. Dieser Transfer setzt sich aus der Wurzelaufnahme von Cs+-Ionen und dem weiteren Transport mit dem Wasserstrom in die Blattorgane, sowie aus der Translokalisation von Cs-137 aus bauminternen Speichergeweben zusammen. Die TFPf -Werte von Blattorganen der Fichten waren auf B1 (1,30×102 m2/kg) und B2 (1,60×102 m2/kg) deutlich höher als die der Laubbäume Buche (0,70×102 m2/kg bzw. 0,60×102 m2/kg) und Birke (auf B1 mit 0,35×102 m2/kg). Allerdings wurde für die Blattorgane der Eberesche, mit 2,20×102 m2/kg der höchste TFPf-Wert aller Baumarten auf B1 und B2 ermittelt. Ursache für den relativ hohen Transfer von Cs-137 könnte die geringe Wurzeltiefe der Eberesche sein, weshalb sich mehr Wurzelmasse in der oberen, radiocäsiumreichen Bodenschicht befindet.

Auf der Fläche F1 war der durchschnittliche Cs-137 TFPf für Eichenblätter, mit 8,0×102 m2/kg rund sechsmal höher als der TFPf von Kiefernnadeln mit 1,4×102 m2/kg. Der Transfer von Cs-137 in Eichenblätter war deutlich höher als in Blattorgane anderer Baumarten auf B1 und B2. Dagegen stimmten die Transferfaktoren bei Blattorganen von Nadelbäumen auf den drei Probeflächen gut überein: für Fichtennadeln wurde auf B1 1,3×102 m2/kg, auf B2 1,6×102 m2/kg und für Kiefernnadeln auf F1 1,4×102 m2/kg berechnet.

Jahresringe ohne Korrelation zur Aktivität

Auf die Untersuchung einzelner Jahresringe bei Holz wurde verzichtet, weil nach Untersuchungen von KOHNO et al. (1988) und BROWNRIDGE (1984), an verschiedenen Baumarten, keine Korrelation zwischen der Deposition von Cs-137 und dem Gehalt des Nuklids in den Jahresringen besteht. In beiden Untersuchungen wurde Cs-137 Aktivität in Jahresringen festgestellt, die lange vor der Explosion der ersten Atombombe gebildet wurden.

Sind Holzhäuser radioaktiv belastet?

Die Variabilität der Cs-137 Gehalte, bezogen auf jeweils gleiche Kompartimente waren bei Bäumen derselben Art relativ groß. Die Ursachen dafür sind wahrscheinlich kleinräumige Inhomogenität der Cs-137 Aktivität im Boden, die über die Wurzeln an die Baumorgane weitergegeben wird, bzw. die unterschiedliche soziologische Stellung der Bäume und deren individuelle Stoffwechselraten.

Brennholz

Wie ist die durch Cäsium 137 bedingte Radioaktivität von Holz einzuschätzen? In der Tabelle 1 sind Messwerte von Holz angegeben. Die Proben stammen aus Bodenmais, einem der durch den Tschernobyl- Fallout besonders hoch kontaminiertem Gebiet in Deutschland. Die ermittelten Radiocäsium Kontaminationen von Holz dürften in etwa die Maximalwerte für Deutschland wiedergeben.

Asche

In der Asche kann die Cäsium 1378 Aktivität um das 100fache höher als in dem verbrannten Holz angereichert sein. In Süddeutschland gibt es einige Gebiete mit erhöhter Cäsium-137 Bodenkontamination. Die Asche von Holz aus diesen betroffenen Wäldern sollte möglichst nicht in den Garten ausgestreut werden. Dadurch wird eine potentielle Cäsium 137 Kontamination von Gartenprodukten ausgeschlossen.

Pellets

Pelletheizungen werden oft als Alternative Wärmeproduktion für die fossilen Brennstoffe Öl und Gas eingesetzt. Zur Wärmeerzeugung werden üblicherweise Holzpelltes in einer Brennkammer kontrolliert und automatisiert verbrannt. Wie steht es um die Radioaktivität des Brennprodukts Holzpellets?

Holzpellts werden aus Holz und/oder Sägemehl und Hobelspäne hergestellt. Der Grundstoff ist damit Holz. Aufgrund der bisherigen publizierten Ergebnisse über die Strahlenbelastung von einheimischem Holz, sollten Holzpelltes die aus in Deutschland gewachsenem Holz hergestellt werden, strahlenbiologisch unbedenklich sein. Aufgrund der in Waldböden vorhandenen Radionuklide und deren Transferfaktoren Boden > Holz ist nur Cäsium 137 relevant. (mögliche Ausnahme Deponie-Standorte ehemaliger Uranproduktionsstätten).

Holzpellets und Importholz aus Osteuropa

Die strahlenbiologische Unbedenklichkeit für Holzpellets dürfte von dem Ort des Holzeinschlags abhängen. In 2009 erregten in Italien verkaufte aber aus Litauen stammende Holzpellets die Medien und auch die EU Kommission. Aufgrund des Verdachtes erhöhter Cäsium 137 Kontamination stellten die Die Grünen am 10. August 2009 eine parlamentarische Anfrage. Gefragt wurde u. a.:

  1. Wann, von wem und wodurch wurde festgestellt, dass die Holzpellets radioaktiv sind?
  2. Sind die Pellets äußerlich kontaminiert, oder enthalten sie die Radioaktivität?
  3. Welches Aktivitätsinventar enthalten die einzelnen Pellets, und welche Aktivitätskonzentration in Bq/g enthalten die Aschen der einzelnen Pellets von jeweils welchen Radionukliden?

Das EU Parlament antwortete u. a.:

„2. Angesichts der vorliegenden Nachweise kann die Kommission bestätigen, dass die Pellets nicht äußerlich kontaminiert sind.

3. Der Cs-137-Gehalt der Pellets liegt ungefähr zwischen 10 und 320 Becquerel je Kilogramm (Bq/kg). Eine Aschenprobe zeigte eine Konzentration von etwa 46 000 Bq/kg.

4. Italien hat die Richtlinie 96/29/Euratom des Rates(1) zur Festlegung der grundlegenden Sicherheitsnormen für den Schutz der Gesundheit der Arbeitskräfte und der Bevölkerung gegen die Gefahren durch ionisierende Strahlungen umgesetzt, einschließlich Werten, bei deren Unterschreitung eine Tätigkeit von der Anmeldepflicht gemäß der Richtlinie ausgenommen werden kann. Während die Aktivitätskonzentration in der Richtlinie für Cs-134 und Cs-137 bei 10 000 Bq/kg liegt, ist in den italienischen Rechtsvorschriften ein geringerer Wert für alle Radionuklide von einem 1 Bq/g (bzw. 1 000 Bq/kg) festgelegt (siehe Gazzetta Ufficiale Nr. 203 vom 31.8.2000). Es wird darauf hingewiesen, dass die Aktivitätskonzentrationen, die von den italienischen Behörden in den Holzpellets festgestellt wurden, weit unter dem nationalen Richtwert liegen. Allerdings übersteigt die Aktivitätsonzentration in den Vebrennungsrückständen diesen Wert. Es sollte berücksichtigt werden, dass die zugelassene Konzentration für Materialmengen (in der Größenordnung von einer Tonne) festgelegt wurden. Es obliegt den italienischen Behörden, die Expositionspfade zu bewerten, die sich aus höheren Konzentrationen in Verbrennungsrückständen ergeben und adäquaten Umgang damit festzulegen sowie zu entscheiden, ob der zukünftige Gebrauch solcher Holzpellets erlaubt wird — entweder gänzlich ohne Einschränkungen oder nur unter bestimmten Bedingungen.

5. Der Ursprung der Radioaktivität war zunächst nicht näher bestimmt, allerdings stellte sich später heraus, dass die Holzpellets aufgrund des Tschernobyl-Unfalls radioaktiv verseucht sind. Der Tschernobyl-Reaktor-Unfall verursachte Kontaminationen mit Cäsium 134/137 in verschiedenen Ländern Europas. Wenn Waldgebiete mit Cäsium kontaminiert ist, wird radioaktives Cäsium von der Vegetation, einschließlich Bäumen, absorbiert. Normalerweise ist die Menge an Cäsium in Holzerzeugnissen unter dem Gesichtspunkt des Strahlenschutzes nicht bedeutsam, wenn allerdings solche Produkte verbrannt werden, reichert sich Cäsium in den Verbrennungsrückständen an, was zu ordnungspolitischen Bedenken führen könnte.“

Aufgrund dieser Veröffentlichungen wurden 2009 von der pellet-Industrie 10 Proben von Holzpellets auf Radioaktivität untersucht. Laut Stiftung Warentest wurden dabei 7 Bq/kg als Maximalwert ermittelt. In Österreich durchgeführte Analysen ergaben 2009 den Höchstwert von 4,6 Bq/kg.

Es ist davon auszugehen, dass Importholz (und daraus produzierte Holzpelltes) aus den hochkontaminierten Gebieten aus der Sperrzone von Tschernobyl erhöht mit Cäsium 1378 kontaminiert ist.

Radium 226 und Thorium 232

Im Jahresbericht 2015 zur Umweltradioaktivität und Strahlenbelastung wird unter „Radioaktive Stoffe in Baustoffen und Industrieprodukten“ auch Messwerte von Holzwolle-Leichtbauplatten angegeben:

Ra-226 [Bq/kg] TS Th-232 [Bq/kg] TS K-40 [Bq/kg] TS
Mittelwert (Bereich) Mittelwert (Bereich) Mittelwert (Bereich)
21 (19 – 25) 12 (11 – 14) 210 (50 – 360)

Die Aktivitätsangaben beziehen sich auf Becquerel pro Kilogramm Trockensubstanz.

Literatur

Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz, Bau und Reaktorsicherheit (BMUB), 2016: Umweltradioaktivität und Strahlenbelastung, Jahresbericht 2015. Link zum Download der .pdf

Fielitz U., 1994: Abschlußbericht über das Forschungsvorhaben „Radioaktivität in Wildtieren“. BMU-1994-408. Schriftenreihe „Reaktorsicherheit und Strahlenschutz“.

Kagawa, A. Aoki, T., Okada, N., Katayama Y., 2002: Tree-ring strontium-90 and cesium-137 as potential indicators of radioactive pollution
J. Environ. Qual., 31 (2002), pp. 2001-2007. Link

Ohashi S., Okada N., Tanaka A., Nakai W., Takano S., 2014: Radial and vertical distributions of
radiocesium in tree stems of Pinus densiflora and Quercus serrata 1.5 y after the Fukushima nuclear
disaster. Journal of Environmental Radioactivity, 134, 54-60.

Ohashi S., Kuroda K., Takano T., Suzuki Y., Fujiwara T., Abe H., Kagawa A., Sugiyama M.,Yoshitaka
Kubojima Y., Zhang C., Yamamoto K., 2017: Temporal trends in Cs 137 concentrations in the bark, sapwood, heartwood, and whole wood of four tree species in Japanese forests from 2011 to 2016. Journal of Environmental Radioactivity 178-179, 335-342.

Thüringer Allgemeine – Holzpellets radioaktiv verstrahlt: Stundenlanger Großeinsatz im Eichsfeld