Tschernobyl Katastrophe – Ausbreitung radioaktiver Spaltprodukte durch den Reaktorunfall von Tschernobyl mit Karte

Am 26. April 1986 kam es im Kernkraftwerk Tschernobyl, nach einer Kernschmelze, zur Freisetzung radioaktiver Spaltprodukte. Durch den thermischen Auftrieb gelangten diese in 1500 – 2000 m hohe Luftschichten, mit denen sie zunächst über Litauen nach Finnland, Schweden und Norwegen transportiert wurden.
In Mittelschweden gelangten am 29. April größere Aktivitätsmengen, in Verbindung mit Regenschauern auf den Boden (PERSSON et al. 1986).
Die Freisetzung radioaktiver Spaltprodukte aus dem defekten Reaktor dauerte bis zum 13. Mai (GRS 1986). Insgesamt gelangte eine Aktivitätsmenge von 2 x 10 18 Bq in die Atmosphäre, wobei die Hälfte im Umkreis von 60 km um den Unfallort deponiert wurde (IAEA 1991).

Ausbreitung des in Tschernobyl-Fallouts

Am 30. April erreichten Luftmassen aus dem Raum Tschernobyl die deutsch-tschecho­slowakische Grenze und überquerten Deutschland in Richtung Belgien und Holland. Am 3. Mai wurde Deutschland erneut, diesmal in breiter Front, von Luftmassen überquert, die radioaktive Spaltprodukte mit sich führten (EHRHARDT und PANITZ 1986).   Während dieser Zeit kam es z.T. zu erheblichen Regenschauern, mit denen Radionuklide auf die Erdoberfläche gelangten. In Bayern wurde die Hauptmenge der Aktivität am 30. April abgelagert (BUNZL 1986), in Niedersachsen dagegen erst am 3./4. Mai (GEHY et al. 1986). In der Tabelle 1 ist die Flächenaktivität der einzelnen Nuklide aus dem Fallout für Neuherberg (bei München), im Zeitraum 29.4 – 9.5.1986 angegeben.

Tabelle der in Deutschland deponierten Radionuklide

Tab. 1:  Deposition verschiedener Radionuklide auf dem Boden in Neuherberg vom
29.4 – .5 1986, nach BUNZL (1986).

 Radionuklid      Deposition [kBq/qm]
 Sr 891) 2,2
Sr 901) 0,21
Mn 54 0,03
Mo 99 9,6
Ru 103 27
Ru 106 6,9
Ag 110m 0,4
Sb 125 1
I  131 92
Te 129m 30
Te 132 (J 132) 123
I  133 3,7
Cs 134 10,4
Cs 136 4,2
Cs 137 19
Ce 141 0,7
Ce 144 0,4
Ba 140 (La 140) 12
Pu 238 14 * 10-6
Pu 239 40 * 10-6

1) in der Zeit vom 29. April bis 2. Mai. In den folgenden Wochen wurden nur noch einige Prozent davon in der Deposition gefunden.

Das Isotop Tellur-132, das mit Jod-132 im radioaktiven Gleichgewicht steht, stellte zwar die größte Aktivitätskonzentration, war aber aufgrund seiner, mit 78 h kurzen physikali­schen Halbwertzeit strahlenbiologisch von geringer Bedeutung. Das traf auch für die  Isotope I-133 (21 h), Mo-99 (66 h), Ba-140 (13 d), Ru-103 (39 d) und Sr-89 (50 d) zu (Halbwertzeit in Klammern).

Die langlebigen, hoch toxischen Plutoniumisotope -238 und -239 kamen im Fallout nur in geringen Mengen vor.

Unterschiede zwischen Kernwaffen- und Tschernobyl-Fallout

Zwischen Spaltprodukten aus dem Kernwaffen-, und dem Tschernobyl-Fallout bestehen grundsätzliche Unterschiede, sowohl bei der Bildung, der Ausbreitung als auch bei der Deposition: bei oberirdischen Atombombentests werden alle bei der Explosion entstehenden Spaltprodukte freigesetzt und gelangen durch hohen Druck und hohe Temperatur bis in die Stratosphäre. Längerlebige Spaltprodukte zirkulieren 1 – 2 Jahre in dieser Luftschicht, in der sich keine Niederschläge bilden, bevor sie durch die Troposphäre auf die Erdoberfläche gelangen. Ihre Deposition erfolgte zu etwa 10 – 20% auf trockenem und zu etwa 80 – 90% auf feuchtem Wege (LANGHAM 1965, MACHTA und LIST 1960).

Bei der Kernschmelze im Reaktor von Tschernobyl waren die Temperaturen viel niedri­ger als bei einer Atombombenexplosion. Daher wurden bevorzugt leicht flüchtige Elemente, wie Ruthenium, Tellur, Jod und Cäsium freigesetzt, während schwer flüchtige Elemente wie z.B. Strontium nur in relativ geringer Menge entwichen.

Das Verhältnis Sr-90 : Cs-137 betrug im globalen Kernwaffen-Fallout 1 : 1,6 (UNSCEAR 1977) im Tschernobyl-Fallout dagegen nur 1 : 90. Cs-134 wurde dagegen bei den  Atombombentests nur in Spuren, bei dem Reaktorunfall aber in relativ großer Menge gebildet.

Im Tschernobyl-Fallout betrug das Verhältnis Cs-134 : Cs-137 etwa 1 : 1,8 (BUNZL 1986, BSTMLU 1987).

In der Abbildung 1 ist die Cs-134 Kontamination des Bodens in der Bundesrepublik durch den Tschernobyl-Fallout wiedergegeben. Es ist deutlich zu sehen, daß die Bodenkontamination im Süden Deutschlands wesentlich höher ist als im übrigen Teil. Diese inhomogene Verteilung ist i.w. durch die regional unterschiedlich starken Regenfälle bedingt, mit denen Cs aus den belasteten Luftmassen, zwischen dem 30. April und dem 5. Mai ausgewaschen wurde.

Cäsium-137 Bodenkontamination in Deutschland 1986

Abb. 1: Karte der Cäsium-137 Kontamination in Deutschland durch den Kernwaffen- und Tschernobyl-Fallout. Quelle: Bundesgesundheitsamt (1991)

Radionuklid Deposition auf Wälder

Die Deposition von Cs auf Nadelwälder und Freiflächen erfolgte dabei unterschiedlich: nach Untersuchungen von BUNZL et al. (1989) wurden in einem 100-jährigen Fichten­wald 60 % der insgesamt zugeführten Cs-134 Aktivität zunächst im Kronenraum festge­halten (Abbildung 9). Mit der Zeit gelangte ein Teil dieses Cs durch Auswaschung, Windeinwirkung und Streufall auf den Waldboden. Dieser Prozeß war auch 600 Tage nach dem Fallout noch nicht vollständig abgeschlossen.

Der Wald erwies sich auch in anderer Hinsicht als effektiver Filter: durch trockene und feuchte Deposition auf Nadeln und Rinde verblieben hier 20 % mehr Cs-134 als auf den benachbarten Freiflächen.

Zeitverlauf der Deposition von Cäsium-134 in einem Wald nach dem Tschernobyl-Fallout

Abb. 2: Ablagerung von Cs-134 in einem alten Fichtenwald und im nahe gelegenen Grünland als Funktion der Zeit nach Beginn des radioaktiven Niederschlags. Die Daten wurden für den radioaktiven Zerfall bis zum 30. April 1986 korrigiert. Die Abscheidung von Cs-137 aus Tschernobyl kann durch Multiplikation der für Cs-134 angegebenen Werte mit 1,75 erhalten werden. [nach BUNZL et al. (1989)].

 

Literatur

Bundesgesundheitsamt, Institut für Wasser-, Boden- und Lufthygiene des Bundesgesundheitsamtes, 1991.

Bunzl K., 1986: Künstliche Radioaktivität in Luft, Niederschlag und Boden. in: GSF: Radioaktivität und Strahlenfolgen. Heft Mensch und Umwelt: 29-38.

Bunzel K., Schimack W., Kreutzer K., Schierl R., 1989: Interception and retention of chernobyl-derived Cs-134, Cs-137 and Ru-106 in a spruce stand. The Science of the Total Environment 78: 77-87.

BSTMLU Bayerisches Staatsministerium für Landesentwicklung und Umweltfragen, 1987: Radioaktive Kontamination der Böden in Bayern.

Ehrhardt J., Panitz H.J., 1985: Schwerpunkte der Weiterentwicklung des Unfallfolgemo­dells UFOMOD und erste Analysen zum Reaktorunfall von Tschernobyl. KfK Bericht 4170: 455-481.

Geyh M., Henning G.J., Kruck W., Scholz R., 1987: Strahlenbelastung in Niedersachsen durch den Reaktorunfal in Tschernobyl. Bundesforschungsanstalt für Landes­kunde und Raumforschung. Informationen zur Raumentwicklung 1/2: 65-71.

GRS Gesellschaft für Reaktorsicherheit, 1986: Der Unfall im Kernkraftwerk Tschernobyl. GRS-S-39.

IAEA International Atomic Energy Agency, 1991: The international Chernobyl projekt. An overview. Assessment fo radiological consequences and evalution of pro­tective measures. Report by an international advisory committee.

Langham, W. H., 1965: Considerations of biospheric contamination by radioactive fal­lout. in: Fowler, E.B. (eds.): Radioactive fallout, soils, plants, foods, man. El­sevier Publishing Company, New York: 3-18.

Machta L., List R. J., 1960: The global patterns of fallout. in: Fowler J. M. (ed.): Study of superbombs, strontium 90 and survival: 26-36.

Persson C., Rodhe H., De Geer L. E., 1986: The Chernobyl accident. A meteorological analysis of how radionuclides reached Sweden. SMHI Reports Nr. 55.

UNSCEAR United Nations Scientific Comittee on the Effects of Atomic Radiation, 1977: Sources and effects of ionizing radiation. United Nations, New York.